Issuu on Google+

x ử LÝ NƯỚC THẢI CHI PHÍ THẤP (Tái bản)

c . s . TS. DIM1TRI. X A N T H O U L IS Đại học N õ n u nu h i ệp G e m b l o u x ( F U S A G x ) 2. Passage d c s D é p o r t c s B - 5 0 3 0 G e m b l o u x , Bi TS. J E A N T I L L Y ( F U S AG x ) TS. N A T H A L I K K O N D E K ( H US A Gx ) TS. M A R C \ V A U T H E L E T ( R I S A G x ) TS. P H I L I P P E B E R G E R O N ( F U S A G x )

TS. L Ề U THỌ BÁCH Đại h ọ c Xú y d ự n g ( H U C E ) V i ệ n Kh o a h ọ c và K ỹ thuật M ô i trườnu (I ES E) 55, Đưừnii Giái p h ỏ n g , Mà Nộ i , Vi ệ t N a m

( ;s . TS. TRẤN HIỂU NHUỆ (HUCE)

PGS. TS. TRẤN ĐÚC HẠ (HUCE) GS. TS. YVANG C H E N G D U A N Đ ạ i lìoc Khoa học ( ' ỏ n g n g h ệ Tây N a m (SVVUST) Kh o a Tài iìiiuycn Môi trường, M i d i L ) u u iìl'. (->2 i( ) l < ) , l i n h

ỉ'ư X u y e i h

lr u im Q u o c

(ÍS. TS. Z I Ỉ A N< ; / H I G U I ( S WU S T ) (ỈS. TS. X I I A N G Q I N ( Ỉ D ( ) N ( Ì ( S WUS T ) TS. x ỉ a n í ; y ĩ n g i ĩ o n g ( S WU S T )

( Ỉ S .T S . H A N S BRIX Dại lì ọ c Aa r h u s ( A U ) Khoa Kh o a học Sinh học , O l c W o m i s Allc. B u i l di n g l 135, 8 0 0 0 Ảrlius, c , Đ a n M ạ c h

rw C A R L O S A R I A S ( A U )

NHÀ XUẤT BẢN XÂY DỰNG HÀ NỘI - 2 0 1 0


Tập th ể các tác giả xin g íứ tới chương trinh E U A sm -Link, Uy ban Châu Au lời cảm ơn sâu sắc về sự tài trỢquy báu trong quá trình thực hiện dự án ‘Xây dựng chương trình và giáo trình đào tạo bậc cạo học về xử lý nước thải chi phí thấp ” V N /A sia - L in k /1 2 (113128). D ự án đã được thực hiện thành công nhờ sự hợp tác gắn bó, hiệu quả và đầy nhiệt tình của các chuyên gia giàu kinh nghiệm trong lĩnh vực nghiên cứu môi trường từ các nước Bỉ, V iệtN am , TrungQuôc uàĐanM ạch,


LỜI NÓI ĐẨU Quá trình đô thị hóa đang diễn ra mạnh mẽ tại Việt Nam , tuy nhiên , các hệ thống cấp thoát nước tại các đô thị và các vừng lân cận còn đang trong tinh trạng lạc hậu , không đồng bộ và thiếu các phương tiện cần thiết cho việc xử lý nước thải. Với nhu cầu khai thác tài nguyên nước ngày càng gia tăng, có thể thấy rằng việc phát triển và phô biến ứng dụng các phương pháp xử lý nước thải tiêu thụ ít năng lượng và có chi phí vận hành thấp sẽ đem lại hiệu quả cao trong giải quyết các vấn đề ô nhiễm môi trường tại các đô thị đang trong tiến trình mở rộng và tại các khu vực ngoại thành. Hiện nay, nguồn nhân lực trong lĩnh vực vệ sinh môi trường tại các nước đang phát triển nói chung và tại Việt Nam nói riêng đang thiếu trầm trọng, nhu cầu về kỹ sư oà kỹ thuật viên xử lý nước thải sẽ ngày càng tăng trong những năm tới. Hợp tác trao đổi khoa học công nghệ và biên soạn tài liệu phổ biến các khái niệm mới về vệ sinh bền vững, các công nghệ xử lý nước thải đang được ứng dụng tại các nước trên thế giói là việc làm thỉêí thực nhằm góp phần cải thiện năng lực chuyên môn trong lĩnh vực xử lý nước thải tại các đô thị và các vừng nông thôn đang phát triển mạnh ờ Việt Nam. Cuôh sách này là sản phẩm từ dự án hợp tác Quốc tếgiữắ cúc trường Đại Học Nông Nghiệp Gembloux (Bỉ), Đại Học Xây Dựng (Việt Nam), Đại Học Khoa Học và Công Nghệ Tây Nam (Trung Quốc) và Đại Học Aarhus (Đan Mạch), do chương trình Asia-Link, ủy ban Châu Au tài trợ. Giáo trinh đào tạo này giới thiệu các phương pháp xử lý nước thải chi p h í thấp khác nhau đang được áp dụng tại các nước thành viên và tập trung vào trao đổi, chia sẻ kinh nghiệm về các công nghệ xử lý nước thải được phát triền và ứng dụng thành công bởi các đơn vị thành viên. Các công nghệ này sử dụng các kỹ thuật đơn giản, chi phí thấp đ ể xử lý nước thải và tái sử dụng nước thải sau xử lý phục vụ mục đích nông nghiệp hoặc hạn chế mầm bệnh và nguồn gảy ô nhiễm. Cuôh sách được biên soạn bằng 4 ngôn ngữ: Pháp, Việt, Trung và Anh để phục vụ công tác đào tạo tại các trường đại học thành viên và phố biến tại các khu vực. Phiên bản tiếng Pháp do GS.TS Dimitri Xanthouỉis chủ biên, phiên bản tiếng Việt do TS. Lều Thọ Bách chủ biên, tiếng Trung do GS.TS. Wang Chengduan chủ biên, tiếng Anh do GS. TS. Hans Brix chủ biên. Các nội dung trong cuôn sách được tô chức biên soạn với sự tham gia: GS.TS . Dimitri Xanthoulis biên soạn chương L 2 , 5, và các mục 8.1 - 8.4; TS. Jean Tilly biên soạn chương 10 và ĩ ĩ. TS. Nathalie Fonder tham gia biên soạn chương 3, các mục 4. ĩ và 5.1; TS. Marc Wauthelet biên soạn các mục 4.3 và 5.2; TS. Phỉỉippe Bergeron biên soạn chương 12 và 13; TS. Lều Thọ Bách biên soạn lời nói đầu , mục 4.5, tham gia biên soạn chương 1, 3 và 10; GS.TS. Trần Hiếu Nhuệ biên soạn chương 6; PGS.TS. Trần Đức Hạ biên soạn mục 4.1; GS.TS Wang Chengduan và GS.TS Zhang Zhigui biên soạn mục 8.6; GS.TS. Zhang Qỉngdong tham gia biên soạn chương 11; TS . Xmng Yinghong tham gia biên soạn mục 4.5; GS. TS. Hans Brix biên soạn mục 4.2, chương 7 và 9 ; TS. Carlos Arias biên soạn mục 4.3. Đối tượng phục vụ của sách là các cán bộ khoa học, tư vấn và quản lý, các giảng viên đại học và sinh viên thuộc các hệ đào tạo cao đắng, đại học và sau đại học trong lĩnh vực môi trường. Đây là cuốn sách viết về các công nghệ và các vấn đề liên quan tới xử lý nước thải chi p h í thấp đầu tiên xuất bản ở Việt Nam, nên khó tránh khỏi các khiếm khuyết, rất mong nhận được các nhận xét góp ý của các độc giả. Các tác giả 3


DANH MỤC CÁC KÝ HIỆU VIÉT TẮT K ý hiệu

AF BCĐ BGN BHGN BOD CPTTB COD CWs DDV DO ĐCLM ĐTM ĐVĐ EC FOG HLR HRT KMD KSM LCGĐ

Tiềng Việt

Lọc kỵ khí

A naerobic Piltcr

Bùn chuyển động

Bùn giãn nỏ' bùn hạt giàn nở N hu cầu ôxi sinh hóa

Bioloụical Oxygen Demand

C hi p hí tăn g th êm trung bình N hu cầu ôxi hóa hóa học

C hem ical O x y een D em and

Băi lọc ntìập nước nhân tạo

C onstructed W etlands

D ò n g dinh dường vĩnh cửu

Ôxi hòa tan Đánh giá chiến lược môi trường

Dissolved Oxygcn

Đ á n h giá tác đ ộ n g môi trường Đánh giá vòng đời

Độ dẫn điện Chất béo, dầu, mỡ Tài lượng thủy lực

Electrical Conductivity Fats, O il, Greasc

Thời gian lưu nước

Hydraulic Retention Time

H ydraulic L oading Ratc

Kỷ thuật m àng dinh dườnu

LKKX

Khảo sát sơ bộ môi trường Lọc cát gián đoạn Lọc kỵ khí dòng chảy ngược Lọc kỵ khí dòng chảy xuôi

M SH

M àng sinh học

O&M

V ận hành và bảo dường

Q LM

Quàn lý môi trường

LKKN

Tiêng Anh

Operational and Maintenance

QNTM

Q uy hoạch nưỏc thài mờ

SAR

T ỷ iệ hấp thụ natri

Sodium Absorption Ratio

SAT

X ử lý bằng đắt

S oil “ A q u iícr Treatment

SR T

T hời gian lưu bùn

S lu d ge R etention T im e

ss

Chất lơ lửng

S uspended Solid

TDS

T ổn g chất rắn hòa tan

T olal D isso lv ed S olid

TKN

T ổn g nitơ Kjekiahl

Total K jeldahl N itrogen

TXLNT

Trạm xử lý nước thải

Ư ASB

Be xử lý sinh học dòng chảy ngược qua

Upflow Anacrobic Sludgc Blanket

tầng bùn kỵ khí VIP

Hố xí hai ngăn cài tiến có thông hơi Hố xí đào chìm cài tiến cỏ thông hơi

vsv

V i sinh vật

XLBHNT

Xìr lý bốc hơi mrớc thải

XLNT

X ử lý nước thài

XLÔĐ

X ử lý ổn định

V ID P

4

Ventilated Improved Double Pit Ventilated Improved Pit


TỔNG QUAN VỂ NƯỚC THẢI - HỆ THỐNG THOÁT NƯỚC VÀ XỬ LÝ NƯỚC THẢI

1.1. KHÁI NIỆM VỂ NƯỚC THẢI Quá trình hoạt động sinh hoạt và sản xuất của con người tại cấc đô thị làm phát sinh các chất thải dưới các dạng rắn, lỏng và khí. Chất thải dạng lỏng, hay nước thải, sau khi qua các khâu xử lý làm sạch, sẽ là một nguồn nước cấp quan trọng cho các đô thị (Hình 1.1). Nước thải là nước sau quá trình sử dụng trong các hoạt động của con người, có thành phần bị biến đổi, chứa các chất ô nhiễm. Theo nguồn gốc, nước thải có thể là hỗn hợp của nước hay chất lỏng có chứa các chất thải từ các hộ gia đình, trường học, khu thương mại hay cồng nghiệp với nguồn nước ngầm, nước mặt hoặc nước mưa [Metcalí và Eddy, 2003].

Hình 1.1. Nguồn gốc và hệ thống quản lý nước thái 5


Có nhiều loại nước thải với thành phần, tính chất khác nhau và cũng có nhiều loại hình công nghệ và kỹ thuật xử lý làm giảm tác động tiêu cực của nưóe thải tới môi trường tiếp nhận. Theo nguồn gốc phát sinh, nước thải có thể được phân loại theo bốn loại hình như sau: • Nước thải sinh hoạt; • Nước thải thương mại; • Nước thải công nghiệp; • Nước mưa chảy bề mặt. Nước thải sinh hoạt: Nước thải phát sinh chủ yếu từ các hộ gia đình, khu văn phòng, trường học, và những nguồn tương tự, được gọi là nước thải vệ sinh hoặc nước thải sinh hoạt. Nó có thể bao gồm nước thải từ các xí nghiệp công nghiệp trong trường hợp nước thải sinh hoạt và nước thải công nghiệp được thu gom chung trong một hệ thống thoát nước chung của đô thị. Nước thải thương mại: Nước thải k h ô n g chứa các chất độc tố, chất nguy hại từ các khu thương mại, có thành phần chính tương tự như nước thải sinh hoạt, tuy nhiên cũng có thể có một hoặc một sô' chất có nồng độ lớn hơn so với trong nước thải sinh hoạt điển hình. Loại hình nước thải này cũng bao gồm nước thải phát sinh từ các cơ sở dịch vụ ãn uống, cơ sở giặt là có trang bị không quá bốn máy giặt, cơ sở nuôi gia súc, gia cầm (chuồng trại, trạm thú y, cơ sở chăn nuôi), dịch vụ chăm sóc sức khoẻ, với điều kiện là không chứa các chất độc tố, chất nguy hại và chất thải công nghiệp. Nước thải công nghiệp: Nước thải phát sinh từ quá trình sản xuất, thương mại, khai khoáng, các hoạt động tại khu lâm nghiệp, bao gồm cả nước chảy bề mật và nước rỉ từ các khu tiếp nhận rác thải và các kho lưu trữ hàng thương mại, công nghiệp và tất cả các loại nước thải khác, nếu không được định nghĩa là nưóe thải sinh hoạt. Nước mưa chảy tràn bé mật: Nước chảy tràn có nguồn gốc từ nước mua, tuyết tan, nước mưa thoát trên hè đường phố, w ...; đây là phần nước không thấm qua đất và chảy tràn trên mặt đường, đất, và được thu gom vào các hệ thống thoát nước thành phô hoặc chảy vào các nguồn nước mặt. 1.2. CÁC ĐẶC TÍNH CỦA NƯỚC THẢI Thành phần của nước thải rất đa dạng; ngoài ra còn chứa các vi khuẩn gày bệnh hoặc không gây bộnh, các hợp chất hữu cơ tan hoặc không tan, hợp chất vô cơ tan hoặc không tan, xác động thực vật, khí sinh học. chất độc, vv... 1.2.1. Đặc điểm về lưu lượng Lưu lượng nước thải là một thông số quan trọng trong việc thiết kế lựa chọn quy mô và loại hình công nghệ xử lý, thậm chí cả việc lựa chọn hệ thống thoát nước chung hay riêng. Lưu lượng nước thải có thể được biểu thị bằng lưu lượng đạc trưng, là lưu lượng 6


trong một ngày đêm, lun lượng tới hạn (cực đại và cưc tiểu), các hệ số về sự dao động của lưu lượng nước thải theo ngày, tháng, và năm. Đối với hệ thống thoát nước chung (kết hợp thoát nước thải và nước mưa), các thông số được khuyến cáo sử dụng như sau [theo Weber. Vandevenne và Edeline, 2002]: • Q m - lưu lượng đặc trưng trong mùa khô: Qđt = — (lương nước thải trong một ngày đêm), [mVh]; • Q uị - lưu lượng ban ngày trong mùa khô: Q,g = — (lượng nước thải trong một ngày đêm), [m 3/hj; 18

- Qix thường được sử dụng đối với trạm xử lý nước thải có quy mô phục vụ trên 20 000 dân số tương đương. Đối với các trạm xử lý có quy mô nhỏ hơn, lượng nước thải ít vào thời điểm ban đêm, có thể sử dụng Q N. • 3Q /H - lưu lượng dòng chảy cực đại vể mùa khô [m 3/h]; - Thông số này được xét đến trong thiết kế công trình xử lý sinh học (đặc biệt với những đô thị có các hoạt động theo mùa). • Qmax - lưu lượng dòng chảy cực đại về mùa mưa Ịm-Vh]: 3Qifị<Qmax<5Qi,s hoặc Qmax= (2 -H4) Q m đối với Việt Nam; - Khi thiết kế các công trình xử lý sơ bộ cần sử dụng thông số tính toán 5Q l/t; - Khi thiết kế các công trình xử lý nước thải thu gom từ hệ thống cống thoát nước chung, cần sử dung thông số tính toán ốQịịì hoặc 7QỈH. Có thê giới hạn lưu lượng dòng chảy bằng cách sử dụng máng/giếng tách nước chảy tràn (Hình 1.2).

Dòng chảy trần ra sông hoăc hổ chứa nước mưa

Hình 1.2. Máng tách nước xá tràn và giới hạn dòng chảy 1.2.2. Thành phần và chất lượng nước thải C ác thông sô vật lý Cặn lơ lửng (SS) - các phần tử chất rắn không tan, tồn tại dưới dạng nổi trên mặt nước hoặc lơ lửng trong nước, có thể loại bỏ bằng phương pháp lọc. Các chất lơ lửng làm nước có đô đuc. 7


Cặn lắng — cắc phần tử cận lơ lửng có thể lắng, tách khỏi phần lơ lửng bởi trọng lực trong điều kiện tĩnh. Tổng chất rắn hoà tan (TDS) - các chất rắn hữu cơ hoặc vô cơ, dạng tan nhưng không loại bỏ được bằng phương pháp lọc. TDS bao gồm các anion, cation, phân tử và các phân tử keo có kích thước nhỏ bé. Các chất rắn hoà tan làm cho nước có khả năng dẫn điện. Độ đục —thông số biểu thị trạng thái vẩn đục của nước, gây ra bời các phần tử dạng lơ lửng. Độ màu —Màu (nâu nhạt, xám, đen, w ...) là thông số có thể nhận biết được bằng mắt. Độ màu liên quan trực tiếp tới độ pH và chỉ số DO (hàm lượng ôxy hoà tan) trong nưóe và cho phép đánh giá tình trạng ô nhiễm của nước thải (sạch hay bị nhiễm bẩn từ bể tự hoại). Nhiệt độ (°c hoặc °F) - thông số quan trọng sử dụng trong thiết kế trạm xử lý nước thải bởi nó có ảnh hưởng tới các quá trình xử lý sinh học, hoá sinh diễn ra trong nước. Nhiệt độ của nước thải thay đổi tuỳ thuộc các khoảng thời gian khác nhau trong năm và địa điểm. Độ dẫn điện (EC) —độ dẫn điện đánh giá khả năng nước truyền dẫn các dòng điện và có liên quan trực tiếp tới hàm lượng tổng chất rắn hoà tan. Các thông s ố hoá học Tổng N i tơ (TN) —thông số đại diện cho tất cả các dạng tồn tại của Nitơ trong nước, bao gồm hàm lượng ammonia tự dó (NH4+), nitơ hữu cơ (Org-N), nitrit (NO 2 ) và nitrat (NO3'); tổng nitơ Kjeldahl (TKN) là tổng hàm lượng nitơ hữu cơ và ammoni tự do. Tổng Phôtpho (TP) - thông số đại diện cho tất cả các dạng Phôtpho tồn tại trong nước; là tổng của hàm lượng phôtpho hữu cơ vắ phôtpho vô cơ. Độ pH —thông số đánh giá tính axìt hay kiềm của dung dịch với dung môi là nước. Độ kiềm —thông số biểu thị sự có mặt của các ion bicarbonat, carbonat và hydroxit có trong thành phần của nước. Clorua ịCl') —thông số đánh giá khả năng tái sử dụng nước thải trong nòng nghiệp. Sunfat (S 0 4) - thông số đánh giá khả năng phát sinh khí (chủ yếu là khí H2S, có mùi trứng thối) và có thể ảnh hưởng tới công đoạn xử lý bùn cặn hình thành trong quá trình xử lý nước thải. Các nguyên tố kim loại —ví dụ như As, Cd, Ca, Cr, Co, Cu, Pb, Mg, Hg, Mo, Ni, Se, Na, và Zn được đo để đánh giá khả năng tái sử dụng nước thải và ảnh hưởng của các kim loại nặng trong quá trình xử lý. Thành phần vi lượng của các nguyên tố kim loại có vai trò quan trọng trong quá trình xử lý sinh học nước thải. Khí - các thành phần khí được sinh ra do các quá trình phân huỷ các hợp chất có trong nước thải hoặc tồn tại trong bản thân nước thải, ví dụ như 0 2, C 0 2, H2S, NH3, và CH4. BOD ị —thồng số biểu thị nhu cầu ôxy sinh hoá trong 5 ngày, đặc trưng bởi lượng ôxy cần thiết cho các vi khuẩn ôxy hoá sinh hoá các chất hữu cơ dễ phân huỷ sinh học có trong một đom vị thể tích nước thải trong thời gian 5 ngày ở điều kiện 20°c. BOD5 được 8


biểu thị bằng đơn vị mg/L, và được sử dụng phổ biến như một thông số đánh giá mức độ ô nhiễm nước thải bởi các chất hĩru cơ, hay hàm lượng chất hữu cơ dễ bị ôxy hóa sinh hóa trong nước thải. COD —nhu cầu ôxy hóa học, đặc trưng cho lượng ôxy cần thiết (tính bằng mg/L) để ôxy hóa hóa học các chất hữu cơ có trong nước thải bằng đichromat (chất ôxy hóa mạnh) trong môi trường axit. Thực tế cho thấy, một trong những ưu điểm của việc ứng dụng thông số này là thí nghiệm đo COD có thê tiến hành nhanh trong thời gian khoảng 2,5h (ở nhiệt độ 140°C). BODx —thông số đặc trưng cho tổng lượng ôxy hòa tan trong nước thải, cần thiết để vi khuẩn thực hiện quá trình ôxy hóa sinh hóa các hợp chất hữu cơ dễ phân huỷ sinh học tính cho một đơn vị thể tích nước thải, cho đến khi quá trình hô hấp kết thúc. Nó thể hiện tổng lượng chất hữu cơ có thể phân hủy sinh học trong nước thải. BODco/COD - tỷ lệ BODoo/COD thể hiện khả năng phân huỷ sinh học của các chất hữu cơ trong mẫu nước thải (hay khả năng ứng dụng phương pháp sinh học trong xử lý nước thải). Khi tỷ lệ này giảm, có nghĩa là hàm lượng các hợp chất hữu cơ khó phân huỷ sinh học tăng lên trong mẫu nước thải (ví dụ như: xenlulô, linhin, tanin, bụi thô, w ...) [Weber, Vandevenrie và Edline, 2002]. Giá trị BODoo/COD của một số loại hình nước thải: - Nước thải sản xuất đường: 0,82. - Nước thải lò mổ gia súc, gia cầm: 0,67. - Nước thải sinh hoạt: 0,5. - Nước thải giặt là: 0,38. Dầu, mỡ — thường xuất hiện nhiều trong nước thải, bao gồm các chất béo, các loại dầu, các chất sáp và các hợp chất tương tự khác. Thuât ngữ chất béo, dầu và mỡ (FOGfats, oil, grease) trước đây thường được sử dụng trong các tài liệu, hiện nay được thay bằng dầu, mỡ. Các thành phần chất độc —trong nước thải có thể chứa một số các hợp chất độc gây ảnh hưởng tới quá trình sống của các vi sinh vật. Các ch ỉ tiêu vi sinh vật Faecal Coỉiform - các vi khuẩn sống trong đường ruột củacác loại động

vật thuộc

nhóm máu nóng. Chỉ tiêu này đặc trưng cho mức độ nhiễmbẩn bởi các loại vi khuẩn gây bệnh có nguồn gốc từ phân. Các vi khuẩn Coliíorm không phải là dạng vi khuẩn gây bệnh điển hình. Các vi sinh vật khác - vi khuẩn, động vật nguyên sinh, giun sán, và các loại virut có trong các chất thải, thể hiện mức độ ô nhiễm hay nhiễm bẩn độc tố của nước thải. Cần phải lưu ý đến các vi sinh vật này bởi chúng là nguồn gốc phát sinh dịch bệnh. Một vài chủng loại có khả năng hình thành bào tử và các túi nang, có khả năng tồn tại trong các 9


điều kiện bật lợi và sống lâu, thậm chí có thể sinh sống trong cơ thể người. Tùy thuộc vào công nghệ và mức độ xử lý, các vi sinh vật này có thể được xử lý triệt để hoặc không triệt để. Các chỉ tiêu này cần được kiểm soát trong nước thải sau xử lý, theo các mục đích: xả ra nguồn, tái sử dụng nước thải trong nông nghiệp và lựa chọn các loại cây trồng và phương pháp tưới tiêu. 1.2.3. Đậc điểm của các loại nước thải Nước thải sinh hoạt — có nguồn gốc phát sinh từ các hộ gia đình, công trình công cộng và khu công sở. Thành phần điển hình của nước thải sinh hoạt có thể tham khảo trong Bảng 1.1. Tại các khu vực không có hệ thống thoát nước, bể tự hoại là một công trình được sử dụng phổ biến. Bể tự hoại sẽ giữ lại các các chất cặn lắng trong nước thải và trong quá trình phân hủy kị khí xảy ra trong bể. Một phần bùn cặn sẽ được hút khỏi bể hàng năm để đảm bảo duy trì hiệu quả xử lý của bể. Thành phần các chất ô nhiễm đặc trưng có trong bùn cặn bể tự hoại, được hút và vận chuyển tới trạm xử lý nước thải được nêu trong Bảng 1.2. Nước thải công nghiệp - tính chất của. nước thải công nghiệp rất đa dạng do thành phần và nồng độ các chất ô nhiễm rất khác nhau. Nước thải từ các loại hình công nghiệp như hóa dầu, chế biến thực phẩm, bia rượu và hóa chất thường có hàm lượng các hợp chất hữu cơ lớn, chỉ số BOD, chất rắn lơ lửng và chất rắn hòa tan cao; độ pH, mùi và các hợp chất sunfua thường biến đổi (Bảng 1.3). Nước thải của các nhà máy hóa chất thường chứa nhiều các hợp chất độc hại (như thuốc trừ sâu, thuốc diệt cỏ, phenol, w ...) có hại đối với các vi sinh vật trong nước, ngay cả khi các loại chất độc này tồn tại với nồng độ nhỏ trong nước. Bảng 1.1. Các Thành phán đặc trumg của nước thải sinh hoạt chưa xử lý Nồng độ Chất ô nhiểm

Đơn vị Thấp

Trung bình

Cao

Tổng lượng chất rắn (TS)

mg/L

350

720

1.200

Tổng lượng chất rắn hoà tan (TDS)

mg/L

250

500

850

Chất lơ lửng (SS)

mg/L

100

220

350

Cặn lắng được

ml/L

5

10

20

BOD5, 20°c

mg/L

110

220

400

COD

mg/L

250

500

1.000

Nitơ (tổng N)

mg/L

20

40

85

Hữu cơ

mg/L

8

15

35

Amônia

mg/L

12

25

50

10


Bảng 1.1. (tiếp theo)

Nồng độ

Đơn vị Thấp

Trung bình

Cao

Nitrat

mg/L

0

0

0

mg/L

4

8

15

Hữu cơ

mg/L

1

3

5

Vô cơ

mg/L

3

5

10

Clorua

mg/L

30

50

100

Sulíat

mg/L

20

30

50

Độ kiềm (theo CaC03)

mg/L

50

100

200

Dầu và mỡ

mg/L

50

100

150

MPN/lOOmL

106- I07

Phôtpho (tổng P)

Tổng Coliíorm

1

0

0

0

©00

0

1

mg/L

0

Nitrit

©00

Chất ô nhiễm

Nguồn: Weber, Vandevenne và Edline, 2002 Bảpg 1.2. Thành phần các chất ô nhiễm điển hình trong bùn cặn bể tự hoại 10.000 + 25.000 mg/L

Tổng chất rắn lơ lửng (TSS) Nhu cầu ôxy sinh hóa trong 5 ngày đầu tiên (BOD5)

3.000 + 5.000 mg/L

Nhu cầu ôxy hóa học (COD)

25.000- 4.000 mg/L

Tổng N (TN)

200 + 700 mg/L

Tổng p (TP)

100 + 300 mg/L

Dầu và mỡ

2.500 + 7.500 mg/L

Nguồn: UNEP, 1998 Bảng 1.3. Thành phân các chất ô nhiễm điển hình trong nước thải công nghiệp Hợp chất dể Chất hữu cơ bay hơi khó phân (mg/L) huỷ (mg/L)

Ngành công nghiệp

BOD

TSS

Dầu và Mỡ

(mg/L)

(mg/L)

(mg/L)

Kim loại nặng (mg/L)

Hóa dẩu

100 + 300

100-250

200 + 3.000

Asen, Sắt

Sulfit

50 + 850

Crom 300+1.000

Amonia Sulfit 100 + 200

Thuộc da

1.000 + 3.000 4.000-6.000

Sản xuất chai lọ

200 + 6.000 :

Phenol 0 -2 7 0

0 + 3.500

11


Bảng ỉ . 3 (tiếp theo)

Dầu và Mỡ (mg/L)

Kim loại nặng (mg/L)

Hợp chất dễ bay hơi (mg/L)

Chất hữu cơ khó phân huỷ (mg/L)

Ngành công nghiệp

BOD (mg/L)

TSS (mg/L)

Chưng cất rượu, đường

600 + 32.000

200 + 30.000

Chế biến thực phẩm

100 -í- 7.000

30 + 7.000

Giấy

250-15.000

500 + 100.000

Selen, Kẽm

Phenol 0 -8 0 0

Hoá chất

500 + 20.000

1.000+'170.000 0 + 2.000

Asen, Canxi, Bari

Phenol 0 + 5.000

Amônia 5 -4 0 0

Nguồn: UNEP, 1998 1.3. HỆ THỐNG THOÁT NƯỚC THẢI 1.3.1. Hệ thống thoát nước chung Hệ thống thoát nước chung là hệ thống trong đó tất cả các loại nước thải, bao gồm nước thải sinh hoạt và/hoặc nước thải sản xuất và nước mưa được thu gom, vận chuyển trong cùng một hệ thống thoát nước. 1.3.2. Hệ thống thoát nước riêng Hệ thống thoát nước riêng là hệ thống trong đó nước thải sinh hoạt và/hoặc nước thải sản xuất được thu gom, vận chuyển trong một hệ thống riêng với hệ thống thoát nước mưa. Hệ thống thu gom nước thải sinh hoạt và/hoặc nước thải sản xuất thường được gọi là hệ thống thoát nước thải vệ sinh; hệ thống thu gom nước mưa được gọi là hệ thống thoát nước mưa. 1.4. VAI TRÒ CỦA XỬ LÝ NƯỚC THẢI 1.4.1. Đối với môi trường Trong điều kiện kỵ khí, quá trình phân hủy các hợp chất hữu cơ có trong nước thải chưa được xử lý sẽ dẫn đến tình trạng mất vệ sinh như sản sinh ra các mùi hôi thối, gây khó chịu. Tất cả các động thực vật sống trong nừớc đều cần phải có một lượng ôxy hòa tan nhất định phục vụ cho quá trình sống của chúng. Một trong những mục đích chính của việc xử lý nước thải (XLNT) là hạn chế việc xả thải các hợp chất hữu cơ "có tiêu thụ ôxy" đến mức có thể vào nguồn tiếp nhận. Mặt khác, khi nước thải có chứa nhiều các chất dinh dưỡng, sẽ kích thích quá trình sinh trưởng và phát triển mạnh của các loại cây

12


trồng trong nước, dẫn tới sự suy giam lượne ôxv có irong nước và gây hiện tượng phú dưỡng trong nguồn nước. Vì vậy, loại bỏ các hợp chất hữu cơ và vô cơ trong nước thải trước khi xá ra nguồn, là mục đích đầu ticn nhăm tiên tới một mói trường bền vững, giữ c h o m ô i trư ờng tr o n g sạ ch c h o cá c thê hệ hôm nay và trong tương lai.

1.4.2. Đỏi vói sức khoẻ Nước thải không được xử lý chứa rất nhiéti các vi sinh vật gây bệnh. Tồn tại rất nhiều loại bệnh dịch có nguồn gốc từ các hoạt độns thiếu vệ sinh như việc tắm rửa hay bơi lội trong nước bị nhiễm hán, hoặc việc tiêu thụ các loại động thực vật thủy sinh sống trong c á c n g u ồ n n ư ớ c bị ô n h iễm bởi nước thái, như: bệnh ngứa n e o à i d a, v iê m da, n h iễ m

khuẩn vết thương hay viêm dạ dày ruột, viêm gan do virút, tá, lỵ. thương hàn. Hơn nữa,

trong nước thải còn chứa các chất độc hại, có khá năns làm biến đổi gen hay gây ung thư. Vì những lý do trên, việc loại bó các vi sinh vật sây bệnh là rất cần thiết đế bảo vệ sức khỏe cộng đồng. 1.4.3. Về khía cạnh kinh tê Việc tái sử dụng nước thài sau xử lý cho nông nshiộp không chỉ có ý nghĩa về mặt mòi trường mà còn là độne lực phát triến cho các mục ticu quốc gia, tạo ra một nền nông nghiệp phát triển bền vững trong khi báo vệ được nguồn nước đang ngày càng khan hiếm. Một ưu điêm của việc SỪ dụng mrớc thãi đã qua xử lý đê tưới tiêu trong nông nghiệp là giám mức độ xử lý Iìirớc thái, đổng nghĩa với việc làm giảm đáng kê’ chi phí cho quá trình xử lý nước thái, nhờ vào vài trò của đất và cây trồng như một dạng công trình lọc sinh học tự nhiên. Ncoài ra, việc tận dụng các chất dinh dưỡng có sẵn trong nước thải còn giúp cắt giam chi phí phân bón cho cây trổng. Nước có vai trò rất quan trọng đối với con nsười. Nước góp phần làm tăng giá trị về cánh quan, tạo điểu kiện vui chơi và íỉiái trí cho con người. Do đó nhiều người lựa chọn nơi sinh sống gần nguồn nưức tự nhiên irong sạch.

1.5. XỬ LÝ NƯỚC THẢI NHƯ THÊ NÀO Có nhiều phương pháp làm sạch nước thái, luỳ thuộc vào từng loại nước thải và mức độ nhiỗm bấn của chúng. Việc lựa chọn các loại hình công nghộ XLNT được tiến hành dựa trên đối tượng nước thái và mục đích xứ lý. T ạ i các vùng nông thôn, đặc biệt là ở các nước có kh í hậu khò, nguồn nước khan

hiếm, mục tiêu chính là tái sử dụng nước tliài phục vụ tưới tiêu trong nóng nghiệp. Vì thế, quá trình X L N T tập trim s vào việc loại bò các tác nhân gây bệnh (giảm thiểu nguy

cơ gày hại cho sức khỏe) và lượng bùn cặn có trone nước thải (hạn chế nguyên nhân dễ gây bít tắc đường ống trong mạng lưới phân phối nước tưới tiêu), có thể sử dụng quá trình lọc kỵ khí bằng bê lọc cát. Đối với các vùng đô thị và các khu dàn cư cấn thiết phải xả nước thải ra sông hoặc vào đất, việc XLNT cần tiến hành nhằm [oại bỏ các hợp chất hữu cơ và bùn cặn, để tránh 13


việc xả thải quá mức lượng chất hữu cơ (gây ảnh hưởng tiêu cực tới quá trình dinh dưỡng) vào nguồn tiếp nhận, là sông hoặc nguồn nước ngầm. Đối với các hộ gia đình, biện pháp XLNT phổ biến nhất là bể tự hoại. Trong các thành phố, một trong những phương pháp xử lý hiếu khí hiệu quả nhất là quá trình xử lý sinh học bằng bùn hoạt tính, nhờ vào việc duy trì và tái tuần hoàn hỗn hợp sinh khối được hình thành bởi các vi sinh vật có khả năng hấp thụ và phân hủy các hợp chất hữu cơ có trong nưốc thải. Phương pháp xử lý sinh học kỵ khí cũng được sử dụng rộng rãi để XLNT công nghiệp và bùn cặn. Tùy theo phạm vi phục vụ, XLNT có thể tiến hành đơn lẻ (cục bộ) trong tùmg đối tượng thải nước (nhà dân, công sở) hoặc tiến hành xử lý chung cho một số hộ dân được kết nối bằng hệ thống thoát nước. Trong một số trường hợp, xử lý cục bộ cũng có thể ứng dụng hoặc kết hợp trong hệ thống xử lý nước thải chung. Ở Châu Âu, xử lý đơn lẻ bằng bể tự hoại thường được tiến hành sơ bộ trước khi xả nước thải vào hệ thống cống thoát nước chung. Trong một vài trường hợp cần thiết hoặc cho phép sử dụng các công nghệ XLNT khác với cách tiếp cận mới là nhằm tái sản xuất trong tự nhiên như cánh đồng ngập nước nhân tạo, các hồ sinh học ổn định nước thải. Những công nghệ và công trình đơn giản này trong nhiều trường hợp lại tỏ ra phù hợp hơn những quy trình xử lý hiện đại đòi hỏi chi phí cao. Một số hệ thống XLNT hiện đại có khả năng làm sạch triệt để nước thải, ví dụ như hệ thống vi lọc, công nghệ màng; tuy nhiên mức độ thích hợp của các loại công nghệ này phụ thuộc mục đích của quá trình xử lý nước thải. Ví dụ như: nước thải sau xử lý được tái sử dụng để khôi phục lại tầng chứa nước hay trong nông nghiệp, trong nuôi trồng thuỷ sản. 1.6. QUY TRÌNH XÁC ĐỊNH PHƯƠNG PHÁP x ử LÝ NƯỚC THẢI Việc thiết kế các quy trình XLNT có thể rất khác nhau, phụ thuộc vào đặc điểm của nguồn phát sinh nước thải. Nói chung, các trạm XLNT nhỏ lẻ được sử dụng khi các trạm xử lý quy mô công suất lớn không thực hiện được do không phù hợp hoặc do điều kiện khả thi về mặt kinh tế bị hạn chế. Trong thực tế, không chỉ quy mô của khu dân cư mà còn có rất nhiều các yếu tố khác nhau ảnh hưởng tới việc lựa chọn quy trình xử lý. Khí hậu, địa hình, khoảng cách li tới các khu dân cư, tỷ lệ bao phủ của mạng lưới thoát nước và chính sách kinh tế, chính trị cũng cần được xem xét trong việc lựa chọn một trạm XLNT độc lập. Ngoài ra, định hướng phát triển trong tương lai và mục tiêu sử dụng nước thải sau xử lý cũng cần được cân nhắc. Đôi khi, các khu dân cư hoặc các khu công nghiệp được trang bị các công trình hoặc thiết bị tiền xử lý, nhằm giảm tải lượng chất bẩn nước thải trước khi được thu gom và vận chuyển tới trạm xử lý. Tất cả các khía cạnh ẻrên cần được xem xét một cách tổng quát khi lựa chọn phương pháp XLNT. 14


Hấu hét các hộ gia dinh vá khu công sò có trang bị hệ thống ống nước hay khổng?

Tại đó có sãn hệ (hống thu gom nước thải hay khổng?

ể tự hoại va bãi thoẵ và bốc hơi nước

Khí hàu 0ỏ khô hay khỏng? Không

Không

Liệu đất có thấm nước hay khống? , Có

Độ dốc mật đất có lớn hay không? Có

ỉể chứa nước thả?

Mức nước ngẩm theo* mùa có Cc 0 khỏng?

Mật độ dân cư và xây dựng cỏ quấ thấp hay không?

Đội ngú nhàn sự có chuyên mỗn va kỹ nâng quản lý cókhổng?

Có săn đắt đai có giá trị kinh tế thấp hay không?

Nguón điện cao thế sử dụng có chi phí quả đẩt hay khỗng?

Khồng Bể tự hoại và lè thống tiêu nước,

Có thể xả ra biển, mà khổng gây ảnh hưởng xấu tới mồi trường và hệ sinh thải ven biển hoặc cảng, vịnh gán đố hay không?

Liệu đất có thấm nước hay không?

Mức nước ngám theo mùa có cao hay khổng?

,CÓ thể xả ra nguốn tiếp nhân (hổ nước, sồng, vỉa san hổ, w...) là môi trường nhay cảm với các nguyên tố đinh dưỡng hay khồng? Cỏ oại bò các nguyên' tố dinh dưỡng

Dóng nước thải sau xử lý có tiếp xúc trực tiép với con người hay không? __________ Không

(xử iý nước, thai) trong đất

Hình 1.3. Quy trình lựa chọn phương pháp XLNT sinh hoạt.

Dỏng nước thải sau xử lý có có khả năng tái sử dụng hay khồng?


Việc XLNT cho các khu vực dân cư nhỏ thực tế không đơn gián hơn các khu dân cư lớn, do sự dao động lớn về lưu lượng và thành phần, tính chất nirớc thải, có thế dẫn tới những bất lợi nhất định. Dòng nước thải từ các khu vực ít dân cư thường phải xét đến các trường hợp bất lợi nhất về lưu lượng (lưu lượng cực đại và cực tiểu) cũng như sự biến đổi lớn về tải lượng chất bẩn trong dòng thải như hàm lượng chất rắn lơ lửng, chất hữu cơ, nitơ, phôtpho, vv... Trên hình 1.3 minh hoạ các bước tiến hành irong việc lựa chọn công nghệ thích hợp và các tiêu chuẩn liên quan trong quy trình thiết kế. Các yếu tố chính trong việc xem xét, lựa chọn công nghệ XLNT sinh hoạt là hiện trạng nguồn nước, hiện trạng mạng lưới thu gom nước thải, mật độ nhà hay dân cư, kỹ năng quản lý và vận hành, điểu kiện sẩn có của đất đai, chi phí điện năng, đặc điểm nguồn tiếp nhận và khả nâng tự làm sạch của nó, các điều kiện thuỷ văn, khí hậu và khả năng tái sử dụng dòng nước thải sau xử lý [UNEP, 19981. 1.7. MỨC Đ ộ XỬ LÝ NƯỚC THẨI Trong XLNT, cần lựa chọn ứng dụng các phương pháp xử lý riêng phù hợp đối với từng thành phần chất ồ nhiêm trong nước thải. Các phương pháp có thê được phân loại theo các mức độ xử lý khác nhau như nêu trong bảng 1.4. Bảng 1.4. Các mức độ XLNT và các cóng trình M ức độ xử lý

M ục đích

Các cô n g trình

Xử lý sơ bộ

Bước đầu tiên cúa xử Ịý sơ bộ nước thái là loại

Song chắn rác, bể lang cát,

bỏ các tạp chất lớn, dầu m ỡ và các tạp chất khác

m áy nghiền rác, bế tách

c ó thể gây phá huý hoặc ánh hướng đến hoại

dầu m ở vv...

đ ộng cua các cô n g trình xử lý tiếp theo. X ử lý bậc một

Xử lý bạc hai

Loại bỏ m ột phán các cạn lắng được hoặc nổi

Bế lắng bậc m ột, bế tự

trẽn mặt nước và m ột phần chất hữu cơ trong

hoại, hồ sinh học ổn định

nước thai.

kỵ khí vv.„

Loại bỏ cá c chốt hữu c ơ có thể phân hủy sinh

Hổ sinh học ổn định tuỳ tiện,

h ọc, các cặn lơ lửng chủ yếu bằng phương pháp

bô lọc sinh học, các công

sinh học. X ử lý bậc hai còn được gọi là xử lý

trình xử lý sinh học kỵ khí.

sinh học.

bùn hoạt tính, cánh đống ngập nước nhõn tạo, vv...

X ử lý bậc ba

Loại bỏ các chất tan và lơ lửng còn tổn tại trong

H ổ sinh học hiếu khí, bế

nước để nang ca o chất lượng dòng sau xử lý,

lọc cát, làm bốc hơi, vv...

chủ yếu là loại bỏ các mầm bệnh (khử trùng nước thái) và cá c chất dinh dưởiìg như N itơ và Phỏtpho.

Nguồn: Crites và T ch ob an oglou s (1 9 9 8 ), W eber và cộn g sự (2 0 0 2 ).

16


TÀI LIỆU THAM KHẢO . CRITES, R., and TCHOBANOGLOUS, G., 1998. Small and Decentralized Wastewater Management Systems. 4* edition, McGraw-Hill, New York, N.Y. 1064 p. • METCALF and EDDY., 2003. Wastewater Engineering - Treatment and Reuse. 4,h edillon. New York: McGraw-Hill, 1819 p. • UNEP, 1998. Appropriate Technology fo r Sewage Pollution Control in the Wider Caribbean Region. CEP Technicaỉ Report No. 40. UNEP Caribbean Environment Programme, Kingston, Jamaica. . WEBER, R., VANDEVENNE,

L„ and EDELINE, F„

2002.

Traitement

biologique et physico-chimique des eaux usées. Lecture notes.

17


KHÁI NIỆM VỂ HỆ THỐNG x ử LÝ NƯỚC THẢI CHI PHÍ THẤP

2.1. ĐỊNH NGHĨA HỆ THỐNG x ử 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 nhàn 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 tô' và điều kiện tự nhiên như tải lượng thủy lực đối với bể lắng và có hoặc không có các yếu tô' 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 cuốn sách này các hộ 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 điểu 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 cs. 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 nãng lượng mặt trời và các yếu tố tự nhiên khác). Hệ thống xử lý chi phí thấp cũng có thể được xem là hộ thống có các đặc tính: 18


- 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; - Đ áp ứng được nhu cầu phục vụ đối với người dàn 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. Trong thực tế, một số các hệ thống XLNT truyền thống (sử dụng bùn hoạt tính) cũng ứng dụng công nghệ dựa trên cơ sờ các quá trình phân hủy và chuyển hóa tự nhiên (các công đoạn xử lý sinh học), Tuy nhiên các hệ thống này không được coi là "hệ thống XLNT chi phí thấp" vì có nhu cầu sử dụng điện năng liên tục và lớn dẫn đến chi phí vận hành và bảo dưỡng cao. Hệ thống XLNT chi phí thấp có thêm những ưu điếm là giám thiểu các tác động đến môi trường và ít ảnh hưởng đến các hệ sinh thái, có khá nâng ứng dụng tốt trong các điều kiện môi trường nước, đất và đất ngập nước X ử lý trong môi trường nước Hồ sinh học tùy tiện là dạng còng trình xử lý trong nước dược ứng dụng phổ biến nhất. Điều kiện hiếu khí được hình thành tại các tầng nước gần bể mật, trong khi tại khu vực đáy với sự có mặt của lớp bùn lảng tích tụ tạo nên vùng kỵ khí. Tại các tầng nước giữa tồn tại hỗn hợp các vùng hiếu khí phần phía trên và kỵ 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 kỵ 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. X ử lý tron g m ôi 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 khá năng XLNT với chi phí bảo dưỡng thấp, các hệ thống này còn có thêm các khả nãng ưu việt khác như cung cấp nước bổ sung cho nguồn nước ngầm, cho tái trồng rùng, 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, vật lý

19


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 chất ô nhiém với đất/ hộ thực vật. Các hộ thống thấm chậm và thấm nhanh ngám dưới mặt đất là các hộ 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. X ử lý trong môi trường đất ngập nước Các vùng đất hoặc bãi đất nhân tạo mà tậi đó đắt 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 ứiig 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 trổng 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 ph��n 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 lm , 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. 2.2. u u ĐIỂM VÀ NHƯỢC ĐIỂM CỦA HỆ THỐNG XLNT CHI PHÍ THẤP 2 . 2 . 1 . 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, amônia, 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 phốtpho 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. 20


C hỉ p h í đầu tư xây dựng tháp Đối với những khu vực có quỹ đất với giá đất có thê chấp nhân 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 đụng 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. C hi p h í vận hành thếp 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 khá năng tự chày 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 tảng giá thành vận hành. Hệ thống XLNT tự nhiên nếu được thiết kế và xây dựng hợp lý có khá 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 thiêu được các nhu cầu về thiết bị cơ khí, điện năng, và các yểu cầu cao về kỹ năng của người vận hành. G iấm và hạn c h ế 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 thái, đặc biệt nếu vị trí của trạm XLNT dược đặt gần nhà dân. Các bãi lọc thường ít hoặc không phát sinh mùi khó chịu. D uy trì được khả năng XLNT vói 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 lải 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 điểu kiện thời tiết thay đổi, sự phát triên của dân cư trong lưu vực hay sự thay đổi quan lý các hoạt động thương mại trong lưu vực làm thay đổi đáng kể tái lượng ô nhiễm. G iảm diện tích đát cấn 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. G iảm khôi lượng chất phát sinh trong quá trinh x ử lý Hệ thống XLNT chi phí thấp có thế 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 21


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 tãng 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. 2.2.2. Nhược điềm Ngay cả khi được thiết kế tối ưu nhất, hệ thống XLNT chi phí thấp vẫn tồn tại những hạn chế: Hạn c h ế 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 thế’ 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 hộ 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. 22


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 nãrn rất quan trọng cần được đề cập tới trong thiết kế và vận hành hệ thống. Khá năng xử lý BOD, COD, và nitơ của hệ thống vể bản chất là dựa trên các quá trình sinh học nên về cơ bản có thê 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. Tãng thời gian lưu nước trong hệ thống có thế 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 kỹ thuật của hệ thống. Các vấn đ ề về m ùi Hệ thống XLNT chi phí thấp thường sử dụng các công đoạn xử lý kỵ 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 thiết kế cần để cập tới khoảng cách li an toàn tới các khu dân cư. Có th ể m ất kh ả năng x ử lý do sự quá tải về chất rắn hoặc am ônia Trong hệ thống XLNT chi phí thấp, aniỏnia là thành phần khó kiểm soát và dự đoán trước được trong nước đầu ra. Tinh trạng nồng độ amônia 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. H ạn chê 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 m ặt của các động vật và côn trùng không m ong muốn Muỗi và các sinh vật, côn trùng lây nhiễm có thể là một trở ngại nếu không kiểm soát đưực 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 cẩu tính theo dán số tương đương có thê lớn Diện tích đất cần thiết cho hệ thống XLNT chi phí thấp có thể lớn, đặc biệt nếu phải xử lý Iiitơ 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 vể diện tích đất sử dụng 0,5 -lrrr/người (dân số tương đương), so sánh với các hệ thống xử lý tự nhiên 5 - lOrrr/người. Mặt khác, khả năng ứng dựng các hệ thống XLNT thông thường còn tùy thuộc vào tiềm năng kinh tế. TÀI LIỆU THAM KHẢO . REED, S.C., CRITES R .w ., and MIDDLEBROOKS E.J. 1995. Natural systems fo r waste management and treatment. Second Edition, McGraw-HilI, Inc., 433 pp. 23


3

x ử LÝ S ơ BỘ NƯỚC THẢI

3.1. TỔNG QUAN Xử lý sơ bộ là loại bỏ các tạp chất rắn thô và các tạp chất khác có kích thướclớn, thường có trong nước thải. Việc loại bỏ các tạp chất này nhằm tạo điềukiện thuận lợi cho quá trình vận hành, bảo dưỡng tại các công trình xử lý tiếp theo. Xử lý sơ bộ được tiến hành bao gồm: chắn rác, loại bỏ các tạp chất thô, lắng cát, đất và có thể trang bị thêm máy nghiền rác hoặc các tạp chất có kích thước lớn. Trong khoang đặt thiêt bị chắn rác, vận tốc dòng chảy của nước thải cần được duy trì đủ lớn đế tránh hiện tượng lắng cặn hữu cơ và trong nhiều trường hợp có thể tiến hành sục khí để chống lắng cặn. Có thể bố trí thêm các máy nghiền rác bên cạnh các song chắn rác thô, nhàm giảm kích thước của các loại rác lớn, như vậy, chúng có thể được loại bỏ khỏi nước thải dưới dạng bùn cặn tại các công trình xử lý tiếp theo. Trong dây chuyền xử lý sơ bộ có thể bố trí các thiết bị đo lưu lượng dòng chảy, thường là các máng đo dòng chảy [FAO. 1992]. Tùy theo nhu cầu, các thiết bị xừ lý sơ bộ nước thải trình bày dưới đây, có thể được ứng dụng trong các hệ thống xử lý nước thải sinh hoạt, trừ các trạm công suất nhò có quy mô phục vụ nhỏ hơn 500-1000 dân sổ tương đương. Đối với hệ thống thoát nước công nghiệp hoặc trong một số trường họp nước thải sinh hoạt, cần bố trí các thiết bị hớt váng dầu hoặc hút dầu mỡ trước khi xả vào cống dẫn nước thải. 3.2. THIẾT BỊ CHẮN RÁC (C ơ CÂU THANH VÀ SONG CHẮN) Song chắn rác thô sẽ loại bỏ các tạp chất thô (đá, que gậy, lá cây, gạch v ỡ ...) có thể gây ảnh hưởng xấu cho máy bom và các thiết bị khác trong quá trình vận hành trạm xử lý. Kích thước khe hở giữa các thanh chắn trong song chẩn rác quy định chức năng của thiết bị song chắn rác (Hình 3.1).

Hình 3.1. Các dạng song chắn rác sứ dụng trong XLNT. SCR - song chắn rác; TBCR - thiết bị chắn rác; TBVR - thiết bị VỚI rúc. Nguồn: Crites và Tchobanoglous (1998)

24


(c)

(à)

Hình 3.2. Các thiết bị chắn rác sử dụng trong XLNT. (a) Song chắn có dạng đường cong hình ném; b) Thanh chắn thăng; (c) Thiết bị chcm dạng cuộn tròn quay; (d) Song chắn rác vớt rác cơ giới. CÓ nhiều kiểu thiết bị song chắn, có thể phân loại theo song chắn thô, song chắn tinh và vận hành thủ công hoặc cơ giới (Hình 3.2). Các chất chất thải được loại khỏi nước nhờ sự phân loại kích thước vật lý, nếu các vật thể có kích thước nhỏ hem thì chúng sẽ trôi lọt qua song chắn và nếu lớn hơn, chúng sẽ bị chặn, mắc lại trên song. Đe xừ lý nước thải ứng với lưu lượng lớn nhất

(ủ ,n a x ),

song chắn rác cần được đặt

nghiêng theo chiều dòng chảv (hoặc dạng cong hay cuộn tròn). Tổng diện tích bề mặt song chắn rác (As) được xác định như sau [Weber và cs., 2002]: (3.1)

v*R R x(l-F Ịáf.) Trong đó: V - vận tốc trung bình của nước thải chảy qua song (m/s);

• thông thường bàng 0,6 m/s (cho tới 1 m/s tại Việt Nam); • nếu

V

> 0,7 m/s: các chất thải rắn có thề bị lực ép, lọt qua song;

• nếu

V

< 0,6 m/s: xảy ra hiện tượng lắng cặn trước song chắn.

F,ắc - hệ số tẳc dòng chảy, F,ẳc = 0,4*0,5 đối với thiết bị cơ giới; 0,1 -í-0,3 đối với thiết bị thủ công; 25


R r - tỷ sổ diện tích song chắn,

R r = Au, /A s

(3.2)

Aki, - tổng diện tích khe hở.

3.3. THIẾT BỊ NGHIỂN RÁC Các tạp chất có trong nước thải như vải vụn, giấy vệ sinh, khăn giấy, và các chất rắn khác thường có nhiều trong nước thải. Chắn rác hay làm giảm kích thước của các tạp chất rẳn đó trong nước thải là một khâu rất cần thiết, nhằm hạn chế sự cố gây bít, tắc, có hại cho máy bơm và các trang thiết bị khác trong các khâu xử lý tiếp sau. Đe giải quyết các vấn đề liên quan tới việc thu gom, loại bỏ, lưu chứa và tạm dừng hoạt động để vệ sinh song chắn rác, có thể bố trí các thiết bị hỗ trợ hoạt động liên tục, giúp xé nhỏ, nghiền vụn các tạp chất có kích thước lớn, rác nổi trên mặt nước trong dòng nước thải. Những thiết bị cắt, nghiền đó được gọi là máy nghiền rác (Hình 3.3). Động cơ

Hình 3.3. Máv nghiền rác điền hình. Máy nghiền rác được sự dụng phổ biến khi việc thu gom và vận chuyển các tạp chất rắn thô không khả thi hoặc không kinh tế do thiếu các phương tiện thu gom. Thậm chí với thiết bị chắn rác cũng không thể tránh được các hiện tượng một số tạp chất thô vẫn lọt qua khe chắn, vì vậy, máy nghiền rác có thể được sừ dụng như một thiết bị hỗ trợ. Ngoài ra, việc nghiền nhỏ các tạp chất rác thô giúp quá trình vận hành trạm xử lý dễ dàng và có hiệu quả tốt hơn, và vì vậy, có thể bố trí các thiết bị thực hiện cắt xén nhỏ kích thước của các tạp chất mà không cần song chắn rác nữa. 3.4. HỆ THỐNG TÁCH CÁT Cát là các phần tử trơ, có tỷ trọng nặng hơn so với nước và không bị phân hủy trong các quá trình xử lý. Các phần tử cát có đường kính lớn hơn 0,2mm sẽ được giữ lại trong hệ thống để tránh gây cản trở cho quá trình phân hủy sinh học các chất hữu cơ tại các 26


công trình xử lý tiếp theo. Các thiết bị loại bỏ cát có thể được đặt sau song chắn rác và máy nghiền rác, trước trạm bơm nước thải. Be lắn g cát với dòng chảy theo phư ơng ngang Tại các hệ thống có công suất nhỏ, cát được tách ra nhờ một đoạn mương mở rộng dẫn nước thải nhằm giảm vận tốc trưng bình của dòng chảy tới khoảng 0 ,3 m/s. Việc giảm vận tốc dòng chảy sẽ làm cho cát lắng xuống tại mương hoặc đáy bê, mà vẫn đảm bảo duy trì trạng thải lơ lừng của các phần tử hữu cơ khác. Cát sẽ lắng xuống rãnh thu tại đáy bể và chảy về hố tập trung cát ở phía đầu bể. Việc thu gom và xả cát có thể được thực hiện bằng thủ công hoặc cơ giới, bằng thiếi bị cào cát (có lưỡi đặc biệt) có hình dáng phù họp với kết cầu của mương. B ể lắng cát tiếp tuyến Bê lắng cát theo phương tiếp tuyến là thiết bị hinh trụ. đáy hình phễu, có đường kính từ 3m đến 8 m, và chiều cao mực nước từ 3m đến 5m. Nước thải được đưa vào trong thiết bị theo phương tiếp tuyến (Hình 3.4), nhàm tạo ra chuyển động xoáy với vận tốc dòng chảy đủ đảm bảo kể cả trong các thời điếm có lun lượng nước thải thấp. Dưới tác dụng của dòng chảy xoáy, lực ly tâm sẽ đẩy các hạt cát và các tạp chất có trọng lượng riêng lớn về phía thành bể, rơi xuống phần đáy bể. Cát lắng sẽ được đưa ra ngoài bằng bơm ly tâm hoặc nhờ hệ thống áp lực khí nén đẩy vào bể hoặc trực tiếp vào trong thiết bị tách cát. Nước thải sau khi tách cát, được thu tại máng thoát bố trí ở phía trên máng dẫn dòng vào bể. Kênh dân nước vào (theo phương pháp tiếp tuyến)

Đ áy bể dang phễu

Cần gạt cát (ở đáy bể)

Kênh dẫn nước ra

Hình 3.4. Bê ì ắng cát tiếp tuyến. 27


Hình 3.5. Bê lắng cát thôi khí.

Hình 3.6. Thiết bị lắng cát chuyến động vòng (Xiclon).

B ể lắng cát thổi k h í Be lắng cát thổi khí hay mương láng cát thổi khí, có dạng hình chừ nhật trên mặt bằng, được áp dụng phổ biến tại các trạm có công suất lớn. Mương có chiều dài lớn, chiều rộng hẹp, và khá sâu. Không khí được cấp vào một bên thành bể dưới dạng các bọt khí lớn tạo chuyển động quay vuông góc với phương dòng chảy trong bể. Các hạt cát, nhờ dòng chuyển động xoáy, sẽ được tách, rửa khỏi các họp chất hữu cơ dính bám vào chúng, lắng xuống rãnh thu cát (Hình 3.5) và chảy về hố tập trung ở cuối hệ thống. Trong bể hay mương, có thể lắp đặt thêm hệ thống cào cặn đế cát dễ dàng trượt xuống rãnh thu. Bế lắng cát thổi khí còn có công dụng làm thoáng sơ bộ và loại bỏ dầu mỡ. Thiết bị xicloit Thiết bị xiclon là một dạng công trình lắng cát có chuyển động vòng và được sử dụng khá phổ biến trong xử lý nước thài công nghiệp (Hình 3.6). 3.5. XỬ LÝ TÁCH DẦU, MỠ Xử lý tách dầu. mỡ là quá trình thu lại các sản phẩm váng dầu, mỡ đã được phân tách thành lóp, nối trên bề mặt nước thải do chúng có trọng lượng riêng nhỏ hơn của nước. Quá trình tách dầu, mỡ có thể tiến hành trong điều kiện tự nhiên hoặc nhân tạo trong một bể chứa lớn. Mỡ ở đây được coi là các chất không tan trong nước hoặc các hợp chất, có thể hóa rấn do đông tụ, được hình thành từ nguồn động thực vật và đôi khi, chúng có thế dính kết, đông tụ cả các chất rắn lơ lừng khác trong nước thải. Vi vậy, cần phá vỡ quá trình động tụ, để giải phóng ra hợp chất mỡ và có thể thu lại nhờ biện pháp thu chất nổi trên bề mặt nước thải. Kỹ thuật phân tách này bao gồm việc thu gom mỡ cùng với các tạp chất nổi khác như thức ăn thừa, xà phòng, bọt, váng dầu, chất tẩy rửa tổng họp, chất dẻo, v .v ... Dầu là các chất lỏng như dầu thực vật, dầu mỏ, và các họp chất hydrocacbon nhẹ khác. 28


Nguyên tắc vận hành Kỹ thuật thu hồi mỡ có thể được vận hành thủ công như trên hình 3.7. Trên hình 3.8 mô tả hệ thống thu hồi mờ phức tạp hơn, có kết hợp thổi khí và khuấy trộn cơ học.

Hình 3 .7. Hệ thống tách và thu dầu mờ điển hình.

Khi nén

Dộng cơ cánh khuấy

Thiết bị hót váng và chất nổi

Máng thu dầu mỡ

Nước thải sau khi qua song chắn rác; 1 đi vào bế

Nước thải sau xủ lý

Hình 3.8. Hệ thống tách dầu mỡ kết hợp với thổi khí và khuấy trộn cơ học. Đối với bể tách dầu, việc

Nước thải đi ra

bố trí hệ thống vách lắng lamen bao gồm các tấm chất dẻo được xếp song song với nhau và đặt nghiêng một góc thích

họrp so

với

phương

thẳng đứng, sẽ làm tăng hiệu quả xừ lý và giảm thời gian lưu nước đáng kể trong bể (Hình 3.9). Nước thải đi vào Hình 3.9. Hệ thống lắng lamen tách dầu. 29


Tính toán công trình tách dầu mỡ Vận tốc tịnh tiến theo phương ngang của các phần tử được xác định theo công thức v„ = Q/h.l. Theo dòng chảy hướng lên giữa các tấm vách nghiêng, vận tốc của các phần tử có phương thẳng đứng, hướng lên và biến đổi dần do tác động của các vách nghiêng. Vì tấm chắn kế tiếp sẽ làm dừng chuyển động của phần tử, nên thời gian tđđể phần tử đi được một đoạn h sẽ bằng thời gian tn để đi được một khoảng cách L giữa hai tấm chẩn: L.h.l

1H~td Vcl

vn

,_C_Q

Q

o, ~~

vd

Trong đó: L - khoảng cách giữa các tấm vách nghiêng [m]; s - diện tích mặt thoáng [m2]; h - vị trí phần tử dầu tại độ sâu (h) tính

từ tấm chắn thứ nhất [m];

h.l - mặt cẳt ngang dòng chảy [m2]; tđ - thời gian cần thiết để phần tử đi được một đoạn h theo phương đứng [s]; t„ - thời gian cần thiết để phần tử đi được một quãng đường L theo phương ngang [s]; vđ- vận tốc theo phương đứng, hướng lên của phần tử dầu trong khối chất lỏng [m/s]; Q - lưu lượng nước thải cần xử lý [m3/s]. Để xử lý dòng nước thải có lưu lượng là Q, bể phân tách cần một diện tích mặt thoáng tối thiểu s bằng tỷ số của lưu lượng Q với vận tốc Vđ theo phương thẳng đứng của phần tử dầu trong khối chất lỏng. Đại lượng vận tốc dòng hướng lên Vđ sử dụng trong tính toán được áp dụng với phần tử có vận tốc nhỏ nhất trong tập hợp cácphần tử cần thu hồi. Độ sâu h dưới tấm chắn và các giá trị liên quan L và / (kích thước hình khối) không ảnh hưởng nhiều tới quá trình tách dầu mỡ. Vỉ dụ tính toán Bảng 3.1 nêu các số liệu tính toán từ một trạm rửa xe ô tô, với kích thước các phần tử có đường kính lớn hon 0,25 mm. Bảng 3.1. Thành phần các chất ô nhiễm điển hình trong nước thải công nghiệp

Các chất

Trọng lượng (kg/L)

Vận tốc dòng hướng 'lên (m/h)

thoáng đơn vị S’ (m2)

Thời gian lưu nước trong bể phân tách (phút)

Diện tích mặt

Xăng (Gasoline)

0,75

22,5

0,16

2

Dầu (Petrol)

0,80

18,0

0,20

2

Dầu Diesel

0,85

13,5

0,27

3

Dầu bôi trơn

0,90

9,0

0,40

4

30

=


Diện tích mặt thoáng đơn vị 5 ’ là diện tích của bề cho phép xừ lý tương ứng với lưu lượng nước thải là 1 L/s (10 '3 m3/s). Lấy ví dụ thu hồi xăng:

vd

\'j

(3.4)

. 22,5

Diện tích mặt thoáng đơn vị đối với cặn dầu xấp xi bằng 0,1 m2. Diện tích mặt thoáng của bể lắng cặn dầu lớn hơn so với bể phân tách, vì vậy, đạt yêu cầu về thời gian lắng cần thiết của các phần tử cặn trong bể. Bảng 3.2. Thành phán các chất ỏ nhiễm điển hình trong nước thải từ một trạm rửa xe Tính cho một xe ô tô

Tính cho một xe buýt, xe tải, xe kéo...

Thể tích dầu (L )

1

2

Thể tích cặn dầu (L )

10

20

Trạm rửa xe có tổng diện tích 60 m: và có 4 nguồn cấp nước: 2 vòi 0 2 0 min (mỗi vòi 0,6 L/s); 1vòi 0 1 2mm (0,4L/s); 1 bơm nước rửa với 4 vòi phun (mỗi vòi 0,5L/s)). Trạm phục vụ cho 400 xe ô tô và 30 xe tài mỗi tháng. Dung tích dự trữ, đổi với bể tách dầu được tính là 100L. Lưu lượng nước thài lớn nhất: • Nước mưa : 60 X 0,02 = 1,2 L/s ; • 2 vòi X 02Omm : 2 X 0,6 = 1,2 L/s; • 1 vòi X 012m m : 0,4 L/s; • Bơm rửa : 4 X 0,5 = 2 L/s; • Tổng cộng : Q = 4,8 L/s. Tính toán, thiết kế bể phân tách: Be tách dầu được thiết kế tính cho phần tử có vận tốc dòng hướng lên nhỏ nhất (dầu bôi trơn). . S = S ’ x Q = 0 ,4 x 4 ,8 = 1,92 m2; . Thể tích = 4,8 X 240 = 1152 L hay 1,152 IĨ13; • Già sử, bế có kích thước: chiều dài bể l,9m, chiều rộng lm và khoảng cách giữa đáy 2 tấm chẩn là 0,26m; • h’ = 1,152/1,92 = 0,6m; • Chiều cao tổng cộng = 0,6 + (0,26/2) = 0,73m. Tính toán thiết kế máng thu dầu • Dung tích dự trừ = 100L; . 400 xe ô tô = 1 X 400 = 400L; • 30 xe tải = 2 X 30 = 60L; • Tổng dung tích dầu = 560L; 31


• Chiều cao máng thu = 0,560/(1 X 1,9) = 0,3m. Tính toán, thiết kế hổ chứa bùn cặn: • 400 xe ô tô = 10 X 400 = 4000L; • 30 xe tải = 30 X 20 = 600L; • Tổng dung tích = 4,6m3; • Chiều cao: Nếu mương dẫn nước vào và ra khỏi bể có chiều rộng 0,15 m (diện tích công tác 2,3m2), thì chiều của hố chứa bùn sẽ được tính bằng 2 m (4,6/2,3). Vì vậy, nên thiết kế bể tách bùn cặn riêng và đặt trước bể tách dầu mỡ, đồng thời thiết kế phần cặn lắng trong bể tách dầu có chiều cao là 0,15 m. Vậy tổng chiều cao của bể tách dầu mỡ là 1,18 m (0,73 + 0,3 + 0,15). 3.6. ĐIỂU HÒA NƯỚC THẢI Các chất thải phát sinh từ hoạt động của con người thường không ổn định về lượng và chất. Lưu lượng và nồng độ ô nhiễm của nước thải sinh hoạt và công nghiệp luôn luôn thay đổi. Quá trình xử lý nước thải, đặc biệt là đối với phương pháp xử lý sinh học sẽ không thu được hiệu quả trong điều kiện có sự dao động lớn về lượng và chất của nước thải đầu vào. Các quá trình xử lý sẽ hoạt động tốt nhất trong điều kiện liên tục, ổn định và đồng nhất. Sự thay đổi, đột biến về nồng độ các chất dinh dưỡng có thể gây ảnh hưởng lớn hoặc phá hủy hệ vi sinh vật và các quá trình sinh học trong các công trình xừ lý. Hơn nữa, nếu nồng độ ô nhiễm hoặc lưu lượng nước thải dao động lớn, thì liều lượng các hoá chất cần cho quá trình xừ lý cũng sẽ liên tục phải điều chỉnh theo. Trong các trạm xử lý nước thải nói chung cần thực hiện điều hòa và ổn địnhlưu lượng, nồng độ chất ô nhiễm hoặc cả hai yếu tố trên, nhằm: • Tránh các biến đổi đột ngột về nồng độ các chất dinh dưỡng trong hệ thốngxừ lý sinh học; • Tạo vùng đệm, ổn định nồng độ các chất ô nhiễm trong nước và tiết kiệm liều lượng hóa chất cần thiết cho quá trình xử lý; • Đảm bảo chế độ vận hành liên tục và ổn định cho trạm, ngay cả khi lưu lượng nước thải ban đầu rất nhỏ; • Tránh hiện tượng quá tải về lưu lượng đối với các công trình xử lý trong các thời điểm mưa lớn; • Tạo sự ổn định cho dòng sau xử lý xả vào môi trường tiếp nhận và giảm nguy cơ vượt quá tiêu chuẩn xả thải cho phép. Có hai dạng bể điều hòa: • Điều hòa lưu lượng. • Điều hòa nồng độ.

32


3.6.1. Điều hòa lưu lượng Đó là quá trình tích lũy nước thải tronu bể chứa và dẫn nước thải từ bể chứa tới các công trinh xử lý phía sau bàng máy bơm hoạt động với lưu lượng công tác không đôi. Lun lượng không đổi của bơm được xác định bằng tỷ số giữa tổng lượng nước tích trữ trong một chu kì làm đầy bể (thường là 24 giờ hoặc 1 tuần) và khoảng thời gian làm đầy bể. Ta có thể minh họa bằng biểu đồ như trôn hình 3.10. Đồ thị đặc trưng cho lưu lượng máy bơm được xây dựng bằng cách nối hai điểm giới hạn cùa đồ thị tích lũy nước thải (thể tích nước tích lũy theo thời gian). Độ dốc cùa đường thẳng này biểu thị lưu lượng cần thiết của máy bơm. Đường thảng này cũng thể hiện quá trình tháo nước trong bê chứa; vì vậy, nó luôn luôn phải nằm dưới đường tích lũy nước thải để tránh trường họp bể điều hòa bị tháo cạn, bơm hút hết nước. V i' Đồ thị tích lũy nước thải

" X L ưu lượng V " bơm

0 ^

24

Hình 3.10. Đồ thị xác định dung lích bê diều hòa. Tịnh tiến đường thẳng này theo phương ngang tới điểm thấp nhất của đồ thị tích lũy (Hình 3.10, đồ thị biều diễn tương ứng với đường nét đứt). Thể tích của bể điều hòa được xác định là khoảng cách lớn nhất trèn trục tung giữa hai đồ thị trên. 3.6.2. Điều hoà nồng độ Trên hình 3.11 thể hiện nguyên tác điều hòa nồng độ: Sự thay đổi độ pH trong nước thải tới trạm xử lý có thể được ổn định bàng cách “tự trung hòa” của nước thải (quá trình trung hòa giữa các chất trong nước thài hay các chất tự trung hòa lẫn nhau) diễn ra

Hình 3.11. Điều hòa nồng độ. 33


trong bể điều hòa. Tuy nhiên, trong nhiềi trường hợp, độ pH được theo dõi bằng máy đo pH và được trung hòa trong bể điều hòa nhờ các chất hóa học thích hợp (natri hydroxit, kali cacbonat, canxi hydroxit, a:it, v.v...). Những hệ thống như vậy được áp dụng phổ biến trong xừ lý nước thải công Ìghiệp. 3.7. CÁC THIẾT BỊ ĐO LƯU LƯỢNG Lưu lượng nước thải là một trong nhữig thông số vận hành quan trọng đối với trạm xử lý nước thải. Vì vậy, cần phải trang bị hiết bị đo lưu lượng nước thải trong các trạm xừ lý nước thải. Việc đo lưu lượng cần điợc tiến hành tối thiểu với các dòng nước thải đầu vào và đầu ra của trạm xử lý. Tuy nhitn, cũng nên thực hiện đo lưu lượng trong các trường hợp như có tiến hành điều hòa ổn lịnh dòng sau xử lý, dòng tuần hoàn, có các bước xử lý bên ngoài hay quá trình xả, hú bùn cặn từ các công trình trong dây chuyền xử lý. Các thiết bị đo lưu lượng thông thườngđược sử dụng trong các trạm xử lý nước thải bao gồm: máng Parsan, máng Palmer-Bovlus, ống Venturi, đặc biệt là các đập tràn và tấm chắn dạng kênh mở, đồng hồ cảm ứng từ, v.v... Các đập tràn và máng được sử dụng phổ biến bởi chúng có cấu tạo và nguyên 1; đo đơn giản. Đập tràn hình chữ nhật: Lưu lượng ((, m 3/s) khi chảy qua đập tràn hình chữ nhật (Hình 3.12) được xác định theo chiều ;ao lớp nước (h, m) theo công thức của Kindsvater-Carter [ISO, 1980]: ’

I—

"

(b + K h) ( h + K ,,)2

(3.5)

Trong đó: Q - lưu lượng chày qua [m3/s]; c e- hệ số lưu lượng [m2|; g - gia tốc trọng trường [m/s2]; b - chiều rộng khe [m]; h - chiều cao lórp nước [m]; Kb và K/, - các thòng số hiệu chỉnh

1^_____________ B_____________J

do độ nhớt và sức căng bề mặt. Hình 3.12. Đập tràn hình chữ nhật. Tổng b + Kb là chiều rộng công tác và ting h + Kh là chiều cao công tác của đập tràn hình chữ nhật. Hệ số lưu lượng (Cp) l;à Mn số của b/B và h/p. Chiều cao lớp nước (h) được đo tại phía thượng 1ưu của mámg, tách máng một khoảng tối thiểu bằng 4 lần chiều cao lớp nước đó. Bề mặt phía Síaui Iĩána cần có cấu tạo bằng vật liệu không dính nước. Theo tiêu chuẩn ISO (1980), chũều ‘ộne khe (b) và bề rộng của mương (B) phải 34


bằng hoặc lớn hơn 0,15 m; tỷ số b/B, tỷ số h/p phải nằm trong khoảng từ 0 đến 2,5; và chiều cao p được đo từ đáv của máng phía thượng lưu tới khe, phải bằng hoặc lớn hớn 0,1 m.

Đập tràn hình tam giác: Lưu lượng (ộ , in3/s) chảy qua đập tràn hình tam giác (Hình 3.13) được xác định theo chiều cao lớp nước (h, m) như sau: a

Q = a * yp \ Q = I ,3 2 ^ tg - x h 2^7.

(3.6) (3.7)

Trong công thức 3.7, a = 1,32 tg(a/2) và b = 2,47. ỉằ công thức đã được đơn giản hóa và được áp dụng phổ biến để xác định lưu lượng theo đập tràn hình tam giác. Trên thực tế, cách tốt nhất lá tiến hành kiểm tra đập tràn một vài lần để xác định chính xác a và b trong các điều kiện thực tế [Laborde, 2000]. Máng Parsan: Máng Parsan (Hình 3.14) tạo ra một dòng thủy lực cơ bản, thiết lập mối quan hệ tươngứng giữa lưu lượng ( 0 và chiều cao mức nước (h) và chỉ phụ thuộc kích thước hình học của máng.

Hình 3.14. Máng Parsan. Dòng thủy lực cơ bản được tạo ra bằng cách thu hẹp dòng chảy hoặc tăng chiều sâu hoặc thực hiện đồng thời cà hai cách trên (ờ phần giữa của máng hay họng máng). Các kích thước của máng Parsan là hàm của bề rộng họng máng (L): A = 0 J 9 L + 1,194;

(3.8)

B = 1.196L + 0,479;

(3.9)

35


C = L + 0,305.

(3.10)

Trong đó: A, B, c, và L được đo bằng đơn vị m. Q = 0,372 L.(3,28h)x ■ Lưu lượng ( Q , m 3/s) là hàm của bề rộng họng máng (L) và chiều sâu lớp nước {hy. Q = 0,372 1 .(3 ,2 8 h)x ■

(3.11)

Trong đó, giá trị số mũ (x) phụ thuộc chiều rộng họng máng: L [m] .V

0,2

0,6

0,8

1,0

2,6

1,506

1,548

1,560

1,569

1,609

Trong thực tế, các công thức trên thường được hiệu chỉnh vì lý thuyết có thể khác với điều kiện thực tế [Laborde, 2000].

3.8. PHÂN PHỐI DÒNG Gầu tự lật (Hình 3.15) được sử dụng để phân phối đều lưu lượng. Gầu có cấu tạo gồm hai khoang cân bàng và có thể tự lật sang trái và sang phải khi được làm đầy nước thải. Gầu nước khi lật sang sẽ chứa đúng một lượng nước chính xác theo yêu cầu. Gầu tự lật còn được áp dụng để đo lưu lượng dòng chảy nhỏ, bằng cách đếm số lần gầu được làm cạn, xả hết nước trong khoảng thời gian tính toán. 3.9. BỂ CHỨA NƯỚC MƯA Trong hệ thống thoát nước kết hợp. bể chứa nước mưa có nhiệm vụ chứa lượng nước dư thừa khi có các trận mưa lớn, đồng thời bể có chức năng xử lý sơ bộ nước thải (chủ yếu là lắng), trước khi xả ra nguồn tiếp nhận. Thông thường, trong suốt thời gian mưa. lượng nước thải quá tải đối với trạm xừ lý được đưa tới một bề chứa nước mưa và trong 36


trường hợp bể đã đầv hoàn toàn và khôníỉ còn đủ sức chứa nữa thì nước thải sẽ chảy tràn ra nguồn tiếp nhận. Sau trận mưa. nước trừ trong bể được bơm dần vào trạm xử lý nước thải. 3.10. BƠM NƯỚC THẢI Nước thải thường xuyên phái được bơm từ điểm thài nước có cao trình thấp tới các công trình xử lý. Có rất nhiều loại bơm và hệ thống các bom để bom nước thải như bơm chìm, bơm trục đứng, bơm Acximet dạne chân vịt v.v... Hệ thống bơm được thiết kế phái đáp ứng các điều kiện thay đôi cột áp máv bơm bởi sự thay đổi mức nước và các tồn thất áp lực tại các ống dẫn. Tôn thất áp lực tại các ống dẫn, phụ thuộc vào sự thay đồi lun lượng dòng chảy trong suốt chu kì bơm, bao gồm tổn thất do ma sát thành ống, tổn thất cục bộ tại các điềm vào. ra. tại các van, khóa, các thiết bị đo lưu lượng, chỗ thu hẹp dòng chảy, khớp, chỗ ngoặt, và tại bất kỳ vị trí nào có sự thay đổi hướng dòng chảy [EPA, 1977]. TÀI LIỆU THAM KHẢO . CRITES, R., and TCHOBANOGLOƯS, G„ 1998. Small and Decentralized Wastewater Management Systems. 4th edition, McGraw-Hill, New York, N.Y. 1064 p. • EPA, 1977. Process Design Manual Wastewater íreatm ent/acilities fo r sexvered smcill communities. EPA-625/1-77-009. Ohio, Cincinnati. U.S. EPA, Offíce o f Technology and Transfer. • FAO, 1992. Wastewater treutmcnt and use in agriculture. M.B. Pescod. Irrigation and drainage paper 47. FAO, Rome. 125 p. • ISO (1980). International Organization of Standards. ISO 1438/1-1980(E).

Water

flow measurement in open chunnels using weirs and venturi/liimes - Part 1: Thin plate weirs. 1980. • LABORDE, J-P., 2000. Eléments dhydrologie de surface. Université de Nice Sophia Antipolis. 204 p. .

WEBER,

R., VANDEVENNE, L., and EDELINE, F„ 2002.

b i o lo g i q u e e t p h v s ic o - c h i m iq u e cles e a u x u s é e s .

Traitement

Lecture notes.

37


4

x ử LÝ TẬP TRUNG NƯỚC THẢI

4.1. HỔ SINH HỌC ỔN ĐỊNH NƯỚC THẢI Hệ thống hồ sinh học ổn định nước thải (thường gọi là hồ sinh học) là các hồ nhân tạo lớn, không sâu, thường là hình chữ nhật dùng để xử lý nước thải. 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 ờ vùng khí hậu nóng. Các yếu tố tự nhiên như nhiệt độ cao và giàu ánh sáng mặt trời có khả năng thúc đẩy sự phát triển nhanh của các loại vi sinh vật (chủ yếu là vi khuẩn và vi tảo), có khả năng 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 chuyển hóa sinh học diễn ra trong hồ là các chu trình tự nhiên và liên tục. Quá trình xử lý nước thải thường được diễn ra trong hai hoặc nhiều hồ. Sự sắp xếp về kích thước và độ sâu hồ có thể tạo ra các điều kiện hiếu khí ở hồ này hoặc kỵ khí ờ hồ khác. Trong quá trình xử lý kế tiếp, từng hồ có chức năng riêng và chúng được thiết kế phù hợp với mục đích hoặc thành phần ô nhiễm cần được tách ra khỏi nước thải. Dòng nước thải ra khỏi hồ thường 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 giảm đáng kể [Mara v à cs., 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 quà xử lý cao. - D ẽ 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 dẫn 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. - Chỉ ph í 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. Không yêu cầu nhân lực có trình độ cao trong 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). Hồ còn có thể tự điều tiết được các hiện tượng sốc hữu cơ hoặc tải thủy lực không ổn định của dòng nước thải đầu vào [Mara & Pearson, 1986]. - Hiệu quả cao: Các hệ thống hồ được thiết kế đúng có thể đạt hiệu suất xử lý theo BOD trên 90%, theo nitơ từ 70^-90% và theo phôtpho là 30h-50%. 38


Đặc biệt, hồ sinh học ổn định nước thài có khá năng xử lý các loại sinh vật gây bệnh cao mà không cần sử dụng các biện pháp xừ lý bậc ba khác như clo hóa, ozon hóa, u v , . .. Thực tế, các hồ sinh học được thiết kế đúng có thể diệt được 1o 5 số vi khuẩn gây bệnh và có thể đáp ứng được các quy định của Tổ chức Y tế Thế giới (WHO) đối với chất lượng nước tưới cây [Mara và cs., 1992; WHO, 2006; WHO, 1989]. Tuy nhiên, hiệu quá xử lv chất lơ lửng của hồ sinh học thấp hơn các công trình xử lý nước thải khác do sự xuất hiện tào trong dòrm nước thài ra khỏi hồ. Mặc dù không đến mức báo động, nhưng hàm lượng các chất lơ lừng trong nước thải ra khỏi hồ cao hơn so với các công trình xử lý thứ cấp truyền thổniỉ. Thời gian lưu thùy lực lâu đi đôi với thê tích hồ lớn để xử lý nước thải có thế là yếu tố hạn chế đối với quá trình này do yêu cầu diện tích và chi phí đất sử đụrm cao. 4.1.1. Các loại hồ sinh học và co chế xử lý Có ba loại hồ sinh học: • Hồ kỵ khí; • Hồ tùv tiện; • Hồ xử lý triệt để / hồ hiếu khí. Chức năng 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 gâv bệnh (chi tiêu tầecal colilbrm thường được sử dụng để chỉ thị cho quá trình xử lý). Tất nhiên, quá trình XU' lý BOD vần tiếp tục diễn ra trong hồ xử lý triệt đế và quá trình xử lý vi khuân gây bệnh và các chất dinh dưỡng vẫn được thực hiện trong các hồ kỵ khí và hồ tùy tiện. Hồ sinh học kỵ khí có ưu diêm chinh là xứ lv được nước thải ô nhiễm hữu cơ cao có hàm lượng chất lơ lửng lớn. Trong hồ khóng 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 yểu 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 thố chia thành hồ tùy tiện sơ cấp và hồ tùy tiện thứ cấp, trong đó chúng tiếp nhận nước thái mới và đã lắng, tách biệt (thường là dòng ra từ các hồ kỵ khí). Hồ xừ lý triệt để dôi khi được sử dụng để tăng cường hiệu quả xử lý bằng vi sinh vật đối với dòng ra từ các hệ thốnu xử lý nước thài truyền thống. Cũng vì vậy các loại hồ này còn được eọi là hồ xứ lv bậc cuối. Ba loại hồ sinh học chính thườnu được bố trí thành các chuỗi hồ nối tiếp hoặc song song theo cách bố trí một hồ tùy tiện sơ cấp 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 39


theo là hồ tùy tiện thứ cấp và một hay nhiều hồ xử lý triệt ��ể (Hình 4.1). Mỗi loại chuỗi hồ đều có những tính ưu việt khác nhau, phụ thuộc vào chức năng cũng như yêu cầu chất lượng nước thải đầu ra [Mara & Pearson, 1987].

H ìn h 4.1. B ổ t r í c á c h ồ s in h h ọ c thà n h c h u ỗ i (v í dụ) A - H ồ sin h h ọ c kỵ k h í; P F - H ồ sin h h ọ c tùy tiện s ơ c ấ p ;

SF - Hổ sinh học tùy tiện thứ cấp; M -hồ xứ lý triệt đê. Các cơ chế xử lý nước thải chỉnh của hồ sinh học [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 hiểu khí: • Lên men kỵ khí gồm hai giai đoạn: 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. Chất hữu cơ

tế bào vi khuẩn mới +

vi khuẩn

hỗn hợp 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. Hồn họp axit hữu cơ

vi khuẩn ^

^ bà° vi khuẩn mới + CH 4 + CO 2 + H2 O + NH 3 , v.v...

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

Chất hữu cơ + O 2

vi khuân

tế bào vi khuẩn mới + H2O + CO 2 3+ PO 4 + N H 3,v .v ,...

Một lượng lớn ôxy được cung cấp nhờ quá trình quang hợp của tảo: H20 + CO;

40

tảo+ánh sáng

tế bào tảo mới + H2 O + O 2


H ồ sinh học kỵ k h í Hồ sinh học kỵ khí thường sâu từ 2 đến 5 m. Hồ tiếp nhận nước thải thô có tải lượng hữu cơ cao (>100g BO D 5/m 3ngđ), vận hành trong điều kiện không có ôxy hòa tan [Mara và cs., 1992]. Hồ được sử dụng như một bế tự hoại hở để xử lý sơ cấp nước thải ô nhiễm hữu cơ nặng. Các loại cặn trong nước thải lắng xuống đáy hồ tạo thành lớp bùn cặn, tại đây quá trình lên men kỵ khí nhờ các loại vi khuẩn tạo axit, vi khuẩn tạo axetat và vi khuẩn tạo mêtan thực hiện trong điều kiện nhiệt độ trên 15°c (xem hình 4.2). Hồ sinh học kỵ khí hoạt động rất tốt đối với các vùng khí hậu ấm. BOD được xừ lý đạt hiệu suất 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. Tuy không cần phải lấy đi, nhưng các loại ruồi muồi 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 các loại hóa chất diệt muồi phù họp, dễ phân hủy sinh học [Mara và Pearson, 1986; 1987].

Hình 4.2. Phăn hủy cúc chát hữu vơ trong hồ sinh học kỵ khí.

,

Nyụòn' theo Ruihong 200Ị.

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 cs., 1992]. Trong hồ sinh học kỵ khí, các loại vi khuẩn khử sunfat như

D e s u lfo v ib rio

khử sunfat thành hydro sunfua

có mùi khó chịu như mùi trứng thối. Một phần hydrô suníua 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 bisuníua (HS') và phân ly ion bisuníua thành ion suníua (S2")- Sự phân bố hàm lượng H 2S, HS' và s 2‘ trong nước phụ thuộc vào pH. Ở pH 7,5, trong giá trị bình thường đối với hồ sinh học kỵ khí, 75% sunfua tồn tại dưới dạng bisuníua 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 41


500 mg/L [Mara và cs., 1992]. Đôi khi trong hồ sinh học kỵ khí xuất hiện các vẩn bùn màu đỏ sẫm hoặc đỏ tía. Đây là các dạng vi khuẩn quang hợp ôxy hóa suníua kỵ khí. Sự xuất hiện của chúng có lợi và có thể phòng ngừa được sự tạo mùi hydrô sunfua [Mara & Pearson, 1987]. Đối với hồ sinh học kỵ khí kín phủ bề mặt bằng các tấm PVC, có thể trang bị bể thu khí biogas hình thành trong quá trình lên men chất hữu cơ từ nước thải (Hình 4.3). Trong thành phần biogas ngoài CH4 và CO 2 còn có một lượng nhỏ hơi H 2O, N2, O2, H2S và các hợp phần khác. Hộp kỹ thuật

T ám n on

ông thu khí

Hình 4.3. Thu hồi b io g a s - mặt cắ t ngang. Nguồn: theo Driouache và cộng sự. (1997). Tại Ben Sergao (Maroc), hồ sinh học kỵ khí thể tích 1.500 m 3 được phủ bề mặt bằng các tấm nhựa PVC. Nước thải đầu vào có lượng bùn lắng được là 2,5 L/m 3 (đo bằng phương pháp ống lắng). Trạm có công suất xử lý 750 m3/ngđ (tương đương cho 10.000 dân). Vì vậy hồ sinh học kỵ khí tiếp nhận khoảng 1.875 m 3 bùn mỗi ngày. Trong 750 m 3 nước thải chứa 800 kg COD thì 380 kg được xử lý bằng hồ sinh học kỵ khí và 420 kg lắng đọng thành bùn đáy. Sau 15 tháng, COD của bùn được giảm đến 80%. Như vậy, từ 336 kg COD thu được 172 m 3 khí biogas mỗi ngày, tương đương 6,3 m 3 biogas cho mỗi người trong một năm (Hình 4.4). Biogas sau đó được sử dụng để chạy máy phát điện cho các mục đích khác nhau [Driouache và cs., 1997]. Có thể xem thêm các thông tin chi tiết về quá trình xử lý sinh học kỵ khí trong mục 4.5,

HĐ 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 42


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 có độ sâu từ 1 đến 2 m cũng được sừ dụng. Các vực nước có 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. 172 m /ngđ khí sinh học

3

161Nm /ngđ khí sinh học 336 kg/ngđ COD

Bùn lên men 84 kg/ngày COD H ì n h 4 .4 . Thu h ồ i b io g a s - cân b a n g C O D và sả n p h ẩ m b io g a s

Nguồn: theo Driouache và cs., 1997.

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 thẫm. Tảo hấp thụ được phần lớn cacbon điôxit là sản phẩm trao đổi chất cuối cùng cùa vi khuẩn (Hình 4.5). 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 bời các loại vi khuẩn dị dưỡng (Pseudomonas, Flavobacterium, Archromobacter và A ỉcaỉigenes...). 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 cùa 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 43


này tạo điều kiện phân bố đồng nhất BOD, ôxy hòa tan, vi khuẩn, 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 nhô (100 -í- 400 kg BOD/ha.ngđ) nhàm thúc đẩy sự phát triển của tảo. Lượng ôxy hòa tan cung cấp cho các loại vi khuẩn trong hồ để xử lý BOD do các hoạt động quang hợp cùa 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 thầm do mật độ đậm đặc của tảo. Trong hồ sinh học tùy tiện, các loại tảo lam (Chỉamydomonas và Euglena) chiếm ưu thế hơn so với tảo lục ( Chlorella).

2 c> >

•3

£•

cn

Hình 4.5. Các quá trình xừỉỷ

B O D tro n g h ồ

sinh học tùy tiện.

Nguôn: theo Ruihong, 2001.

Do quá trình hoạt động quang hợp của tảo trong hồ, nên lượng ôxy hòa tan trong nước hồ luôn dao động trong ngày. 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 đinh 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. 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 cs., 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 sự phát triển của vi 44


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 x ử lý triệt để Hồ sinh học xử lý triệt để thường sâu từ 1 đến 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 xừ lý BOD ờ 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 đế 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 phủ 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 lỷ 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 chí tiêu feacal coliíòrm cũng phải tính đến lượng vi khuẩn lắng đọng cùng bùn cặn trong hồ sinh học kỵ khí. Cơ chế chính của quá trình khử khuẩn feacal coliíbrms 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 họp 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 CO 2 nhanh hơn so với sự hình thành từ quá trình hô hấp của vi khuân. Ket quả là các ion carbonat và bicarbonat được phân ly theo các phản ứng sau đây: 2 H C O ] -> C O j~ + H 20 + C 0 2 c o ỳ

4- H 20 - » 2 0 H ~ + C 0 2

(4 . 1 ) (4 .2)

Sự cố định CO 2 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 choỉeraè) chết rất nhanh khi pH lớn hơn 9 [Pearson và cs., 1987]. Diệt vi khuân g â y bệnh Các yếu tốchính tác động đến quá trình diệt khuẩn gây bệnh trong hồlà cường độ ánh sáng,nhiệt độ,pH và thời gian lưu nước. Mức độ diệt khuẩn tăng lên trong điều 45


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 cs., 1992]. Năng lượng mặt trời đóng vai trò quan trọng trong việc xử lý các loại vi khuẩn 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 đẩv để tăng cường và 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 hồ. Với thời gian nước lưu lại trong chuồi 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. Xứ 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 tr��nh 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 manh hom 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 xáy ra chậm. Tuy thế, hiệu quả xử lý nitơ trong các hồ ổn định nước thải có thể đạt tới 80% [Mara và cs. 1992]. Trên hình 4.6 mô tả chu trình nitơ và sự biến đổi của nó trong hồ sinh học ổn định nước thài. 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: biện pháp tốt nhất để loại bỏ phôtpho trong nước thải bằng hồ ổn định là tăng số lượng hồ sinh học xử lý triệt để trong chuỗi hồ, như vậy sẽ làm cho các loại phôtpho hoạt tính hom 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 được tính toán thiết kế trên cơ sở loại bỏ BOD và coliíòrms mà không tính đến quá trình xử lý chất dinh dưỡng.

Hồ làm thoáng nhăn 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 ờ mức cao hon một bậc so với cường độ ôxy 46


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 đế có các vùng lẳng hoặc các vùng phân hủy kỵ khí, phụ thuộc vào kích thước, chủng loại và sự bố trí các thiết bị cấp khí.

/

Khửnitrat

/

Hình 4.6. Quá trình chuyến hóa và loại bỏ nitơ trong hồ sinh học. Đường đậm nét chi mối quan hệ định lượng chính của quá trình chuyển hóa nitơ, đường đứt nét chi cơ chê loại bô khối lượng còn lại cùa Iiitơ ra khỏi nươc thài. Nguồn: Mara và Pearson, 1986.

Quá trình khuấy trộn bằng sục khí sẽ làm tăng độ đục và nó sẽ cản trờ sự xâm nhập ánh sáng vào nước, hạn chế các hoạt động của tảo. Do thời gian lưu nước ngắn, quần thể 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 có trong hồ. 4.1.2. Tính toán thủy lực và thiết kê hồ sinh học Tính toán thiết kế các thông số vật lý hồ sinh học ổn định nước thải phải được thực hiện cẩn thận vì đây là một khâu quan trọng trong quá trình thiết kế kỹ thuật và có ảnh hưởng rõ rệt đến hiệu quả xử lý của công trình.

Điều kiện chung Hồ sinh học nên được bố trí cuối hướng gió, cách khu dân cư tối thiểu là 200 m (tốt nhất là 500 m) và có dự phòng đối với sự phát triển trong tương lai. Trong khu vực xây 47


dựng hồ sinh học cần hạn chế người qua lại cũng như bảo đảm an toàn và ngăn cấm trẻ nhỏ đén đó. Mùi từ hồ, nhất là mùi từ hồ kỵ khí, rất khó chịu và là một vấn đề cần phải tính đến để thiết kế đúng và quản lý vận hành hợp lý. Cộng đồng cũng cần được đảm bảo là trong giai đoạn quy hoạch đã chọn được vị trí xây dựng hồ có khoảng cách ly tối thiểu là 200 m. Các hồ cũng phải được bố trí tại nơi có thể đến được một cách bình thường và theo nguyên tắc, vị trí xây dựng hồ phải bằng phẳng hoặc có độ dốc nhỏ để giảm được khối lượng công tác đất. Hồ sinh học không được đặt trong phạm vi 2 km cách sân bay vì các loài chim bay về hồ có thể gây sự cố hàng không.

Điều kiên « đìa í kỹ / thuât » Các yếu tố địa kỹ thuật rất quan trọng trong việc thiết kế hồ sinh học. Mục đích chính của việc khảo sát địa kỹ thuật là để có cơ sở chắc chắn cho việc thiết kế đào đắp đất và xác định đất có thấm nước hay không để đặt lớp lót. Mực nước ngầm cao nhất trong khu vực hồ cần được xác định và các đặc tính sau đây của đất phải được phân tích: • Phân bố kích thước hạt (thành phần cơ giới của hạt); • Tỷ trọng khô tối đa và độ ẩm tối ưu (thử tổng biến ẩm); • Đặc tính đất tự nhiên (giới hạn Atterberg); • Hàm lượng hữu cơ; • Hệ số thấm. Tối thiểu phải thực hiện 4 mẫu khoan có tính đại diện cho 1 ha. Lỗ khoan phải thể hiện rõ cấu trúc của lóp đất sâu dưới 1 m so với đáy hồ. Các loại đất hữu cơ (ví dụ như than bùn,...) hoặc đất dẻo hay cát hạt trung bình - thô không phù họp cho việc đắp bờ. Nếu đất tại chồ không dùng được, ít nhất là phải đồ bàng lõi đất chắc, ổn định và không thấm, sau đó vận chuyển đất phù họp từ nơi khác đến. Đất tại chỗ chỉ dùng để tạo dốc. Các loại đất sét đen (đất màu tối gốc canxi vùng nhiệt đới thường dẻo khi ướt và dòn khi khô) là loại đất không thấm nước và rất phù hợp với hồ. Các loại đất đỏ nâu dễ thấm nước nên yêu cầu phải có lớp lót đáy hồ. Nên có bờ hồ và mương thoát nước xung quanh để ngăn nước mưa và chổng xói mòn. Cân bằng thủy lực Để duy trì mức nước trong hồ, lưu lượng dòng vào tối thiểu phải lớn hơn độ bay hơi và độ thấm ra xung quanh trong toàn bộ thời gian hoạt động. Có nghĩa là: Qi > 0,001 A(E+S) Trong đó: Qi - lưu lượng nước thải vào hồ đầu tiên [m 3/ngđ]; A - tổng diện tích hồ [m2];

48

(4.3)


£ - độ bay hơi thực [mm/ngđ]; S - độ thấm [mni/ngđ]. v ề nguyên tắc để giữ mức nước trong hồ, lượng nước thấm phải nhỏ hom lượng nước thải vào hồ trừ đi lượng nước bốc hơi thực. Độ thấm nước lớn nhất của lớp đất làm đáy hồ có thể được xác định theo định luật Darcy: k=— —— —

(4.4)

86400Ađ Ah

Trong đó: k - hệ số thấm tối đa có thể chấp nhận được [m/s]; Qs - lưu lượng nước thấm tối đa (= Qi - 0,001 AđE) [m3/ngđ]; Ađ - diện tích đáy hồ [m2]; Aì - độ sâu lóp đất tính từ đáy hồ đến tầng đất chứa nước hoặc đến lớp đất thấm nước [m]; A h - k p lực thủy tĩnh (= chiều sâu hồ + A /) [m]. Neu như độ thấm nước của đất lớn hơn giá trị tối đa cho phép, hồ cần phải được lót. Có nhiều loại vật liệu lót khác nhau với giá thành hợp lý có thể được xem xét để sử dụng. Các loại vật liệu lót có thể đàm bảo yêu cầu là xi măng portland (CMIEB - 32,5h- 8 kg/m2), màng chất dẻo và lóp đất có độ thấm nước nhỏ, dày 150 mm. Theo hướng dẫn chung, mức độ chống thấm cho hồ phụ thuộc vào hệ sổ thấm đo tại hiện trường như sau [Mara và Pearson, 1987]: > 10 '6 m/s - Đất thấm nước và hồ cần phải lót đáy; > 10'7 m/s - Một vài lỗ rỉ nước xuất hiện nhưng khồng đủ dể làm hồ cạn nước; < 10'8 m/s - Có thể dùng hồ tự nhiên; < 10‘ 9 m/s - Không có nguy cơ ô nhiễm nước ngầm (nếu k > 10'9 m/s và nước ngẩm được sử dụng làm nguồn cấp nước cho sinh hoạt thì cần thiết phải khảo sát kỹ lượng điều kiện địa chất thủỵ văn khu vực).

Hình thái hồ Cấu tạo hình học của hồ rất quan trọng; hình dạng của hồ và vị trí cống dẫn nước vào, cống dẫn nước ra phải được thiết kế để hạn chế đến mức tối thiểu lượng nước chảy tắt ngang qua hồ. Nói chung, hồ sinh học kỵ khí và hồ sinh học tùy tiện sơ cấp nên có dạng hình chữ nhật với tỷ lệ giữa chiều dài và chiều rộng từ 3 đến 1 để tránh lắng và tích tụ bùn cặn gần đường ống dẫn nước thài vào. Hồ sinh học tùy tiện thứ cấp và hồ xử lý triệt để, nếu có thể nên đàm bảo tỷ lệ giữa chiều dài và chiều rộng lớn (từ 10 đến 2 0 ) để đảm bảo cho hoạt động của hồ gần với điều kiện bể phản ứng đẩy. 49


Không nên chọn các hồ có dạng không đều làm hồ sinh học vì thường có nhiều vùng chết và tảo hay tích tụ ở góc hồ nên khi chết sẽ gây nên mùi khó chịu. Hồ không cần thiết hoàn toàn là hình chữ nhật, các góc nên được uốn cong để tạo cảnh quan. Để tận dụng gió làm xáo trộn các lớp nước trong hồ, hồ cần được bố trí sao cho kích thước lớn nhất của hồ (đường chéo) nằm trùng với hướng gió chủ đạo của địa phương. Đường ống dẫn nước vào cũng được bố trí trực diện với hướng gió để cho dòng nước thải và gió được tiếp xúc trực tiếp với nhau. Diện tích hồ xác định theo quy trình thiết kế là diện tích ở một phần hai độ sâu hồ; nó được làm cơ sở để điều chinh độ dốc bờ hồ như thể hiện trên hình 4.7. L+ n(D + 2F)

L-nD „____________ L____________ _ Hình 4.7. Tinh toán các kích thước mặt và đáy hồ sinh học. Nguồn: M ara và Pearson, ĩ 987,

Có thể sử dụng phương pháp chính xác hơn để tính toán hồ sinh học kỵ khí (vì hồ này tương đối nhỏ): Va =[(LW) + (L-2sD)(W -2sD) + 4 (L -sD )(W -sD )ị—

(4.5)

Trong đó:

va - thể tích hồ sinh học kỵ khí [m3]; L - chiều dài tính toán của hồ [m]; w - chiều rộng tính toán của hồ [m]; .V- độ dốc theo phương nằm ngang;

D - chiều sâu lớp nước trong hồ [m]. Thay thế L bằng nW, dựa trên tỷ lệ giữa chiều dài và chiều rộng là n, biểu thức (4.5) sẽ trở thành phương trình bậc hai đon giản của w. Các kích thước và mức nước mà người xây dựng cần biết là các giá trị tại đáy và bề mặt bờ hồ; tất nhiên bờ hồ bao gồm cả đường đi lại tự do. Chiều cao tối thiểu của bờ hồ phải ngăn được sóng tràn tạo nên do gió thổi. Đối với hồ bé (diện tích dưới 1 ha) bờ hồ phải được tôn cao 0,5 m. Đối với hồ diện tích từ 1 đến 3 ha, bờ hồ nên tôn cao từ 0,5 50


đến 1,0 m, phụ thuộc vào các điều kiện cụ thể tại khu vực. Đối với hồ lớn, chiều cao bờ hồ được tính như sau [Oswald, 1975]: F= y/ĩgÃ-1

(4.6)

Trong đó: F - chiều cao bờ hồ [m]; A - diện tích hồ ở mực nước bề mặt (MNCN) [m2].

Cửa dẫn nước vào, cửa xả và đường nước quẩn Thông thường hồ được thiết kế với một đường dẫn nước vào và một đường dẫn nước ra vẫn đảm bảo hiệu quả hoạt động của hồ. Việc thiết kế chính xác các đường nước vào và ra không đóng vai trò quan trọng. Tuy nhiên, sự sắp xếp không hợp lý vị trí đường ống dẫn nước vào và ra sẽ gây ra hiện tượng thủy động học như nước quẩn, giảm dung tích vùng xử ỉý có hiệu quả cũng như thời gian lưu nước trung bình. Đe tránh hiện tượng trên, vị trí nước vào và ra khỏi hồ sinh học cần được bo trí ở hai góc đối diện nhau theo phương chéo của hồ (Hình 4.8). Cũng có thể lắp đặt các vách ngăn để đảm bảo tận dụng tối đa tiết diện ướt của hồ và kiểm soát hiện tượng nước quẩn.

c)

d)

Hình 4.8. Đường dẫn nước vào, nước ra và bố trí vách ngăn. (a) nước vào và ra theo đưỏvig chéo; (b) nhiều đường dan nước vào và hai đường dân nước ra với các ngăn chia có dạng xi-phông; (c) nhiều đường dân nước vào và ta (đập tràn thành mỏng); (d) hệ thông với nhiều vách ngăn. Ngiiồn: EPA 1977 Nên xả ngập để tránh nước quẩn và giảm đến mức tối thiểu lượng váng bọt (tảo lục và các chất nổi khác tích tụ và nổi trên bề mặt hồ). Nếu xả trên bề mặt hồ sinh học kỵ khí và hồ sinh học tùy tiện thì cần lắp đặt thêm hố thu váng (Hình 4.9). 51


J—

l ----------------------------- = 1 -

////////

\

Hộp chắn váng ỵ*

Hình 4.9. Cẩu tạo cửa vào hồ sinh học kỵ khí và hồ sinh học tùy tiện sơ cấp. Các đường dẫn nước ra cần được gia cố bằng tấm chắn để ngăn váng bọt không bị xả ra ngoài. Độ sâu tấm chắn kiểm soát mực nước xả ra và có ảnh hưởng quan trọng đến BOD đầu ra. Mức nước xả ra nên nằm gần mặt hồ (phía trên lớp bùn đối với hồ sinh học kỵ khí và phía dưới lớp tảo đối với hồ sinh học tùy tiện). Chiều sâu mực nước xả cần được điều chỉnh hợp lý trong quá trình hoạt động của chuồi hồ sinh học [Mara và cs., 1992]. Theo [Mara và cs., 1992], chiều sâu mực nước xả được đề xuất là: • Hồ sinh học kỵ k h í: 30cm; • Hồ sinh học tùy tiện: 60cm; • Hồ sinh học xử lý triệt để : 5cm. Cấu tạo của đường dẫn nước ra thông thường gồm đập chắn kết hợp với hộp thu váng. Đập chắn thường thuận lợi hon vì chúng có khả năng đo được chiều sâu lóp nước ở đầu ra (Xem mục 3.7- Các thiết bị đo lưu lượng). Dựa vào mối liên hệ giữa chiều sâu lớp nước và lưu lượng, ta có thể dễ dàng xác định được chiều cao cần thiết của đập chắn. Theo lý thuyết, ứng với lưu lượng nhất định của dòng chảy ra, với một con đập đã biết kích thước và hình dạng, chỉ có một chiều sâu lóp nước duy nhất. Sau khi ra khỏi hồ cuối cùng trong chuỗi hồ sinh học, nước thải nên được dẫn qua các thiết bị đo lưu lượng đơn giản như đập tràn thành mỏng hình tam giác hoặc hình chữ nhật. Do lưu lượng đầu vào đă được đo khi nước thải được dẫn vào hồ sinh học đầu tiên, ta xác định được tỉ lệ nước bay hơi cũng như nước thấm xuống, hoặc chỉ lượng nước thấm xuống đất nếu nước bay hơi được đo riêng.

X ử lý sơ bộ Tất cả các công trình có công suất nhỏ (phục vụ dưới 1000 người) cần phải có song chắn rác và thiết bị lắng cát. Thậm chí đối với hệ thống có công suất nhỏ cũng cần lắp đặt song chắn có kích thước khe hở 50mm để chặn các chất rắn lớn đi vào hệ thống gây cản trở luồng nước chuyển động. 52


Bảo đảm an toàn khí sử dụng Hồ sinh học, nếu được bảo dưỡng tốt, trông giống như bể bơi hoặc ao cá. cần lưu ý: hồ sinh học là công trình xử lý nước thải, không phải là địa điểm vui choi giải trí nên tại khu vực hồ có thể xảy ra các sự cố như tai nạn (ví dụ: ngã xuống hồ) và khó tránh khỏi các hiểm họa vệ sinh. Một số biện pháp bảo vệ công trình: • Dựng hàng rào quanh hồ và khóa lối vào; • Chi cho phép những ai có phận sự được vào khu vực công trình; • Dựng bảng thông báo trước lối vào. Các biện pháp đon giản trên cho phép hạn chế hoặc giảm thiểu mức độ của các rủi ro có thể xảy ra. 4.1.3. Q uy trình thiết k ế hồ sinh học [Mara và cộng sự, 1992] H ồ sinh học kỵ k h í Hồ sinh học kỵ khí có thể được thiết kế dựa vào tải lượng BOD (Ẳ v ,g/m 3.ngđ) theo công thức sau: K =—

V..s

-

(4.7)

Trong đó: L i - BOD đầu vào [mg/L hoặc g/m3]; Q - lưu lượng nước thải [m3/ngđ] ; v s - thể tích hồ [m1].

Các giá trị của Ẵv (tính theo tải lượng BOD) theo nhiệt độ được liệt kê trong bảng 4.1. Giá trị của Avcũng như hàm lượng BOD 5 tiêu thụ tăng theo nhiệt độ nước hồ. Tuy nhiên, hiện nay vẫn chưa có đủ các dữ liệu cần thiết để thiết lập mối quan hệ toán học giữa Ằv, lượng BOD 5 tiêu thụ và nhiệt độ. Giả sử thời gian lưu nước trung bình trong hồ (6S, ngđ) là:

Ta có:

0=^.

(4.8)

X=^~.

(4.9)

Qs

Trong bảng 4.1 là giá trị của Ẳv giới hạn trong khoảng 100-f300 g/m 3.ngđ. Với những giá trị nhỏ hơn thì không duy trì được môi trường yếm khí cần thiết còn với những giá 53


trị / v,>400 g/m3.ngđ thì sẽ thải ra các khí có mùi khó chịu (Tuy nhiên, khi hàm lượng Sunfat cao hon 500mg/L, các khí trên vẫn bị thải ra với các giá trị

X.V <400

g/m 3.n g đ ).

N h iệt độ trung bình trong

T ải lượng BOD5 theo thể tích

H iệu suất xử lý B O D 5

tháng (T , °C )

(xv, g/m 3.ngđ)

(%)

10

100

40

0 •1* N> 0

B n g 4 . 1 . T i l ng B OD th eo d un gt ích h và 1 ngBODstiêuth trongh s i n h h c k khí

20T - 1 0 0

2T + 20

30 0

60

<

>2 0

Trên lý thuyết, không có giới hạn nào cho chiều sâu của hồ sinh học kỵ khí. Nhìn chung, chiều sâu thích hợp cho hồ thường là 3m. H ồ sinh học tùy tiện Có nhiều phương pháp khác nhau để thiết kế hồ sinh học tùy tiện. Ở đây đề xuất dùng giá trị thiết kế chấp nhận được là tải lượng BOD bề mặt

kg/ha. ngđ):

lOLịQ

(4.10)

Trong đó: A f - diện tích hồ sinh học tùy tiện [m2]. Tải lượng BOD bề mặt Ầs tăng theo nhiệt độ. Để xác định Ảs, trong tài liệu [Mara và cs. 1992] đề xuất công thức thiết kế tổng quát như sau: XS=350(J,107-0,002T)7'25

(4.11)

Trong đó: T -n h iệ t độ [°C]. Do bùn không có mặt trong hồ sinh học tùy tiện thứ cấp (hồ này được dùng để xử lý tiếp 30% lượng BOD sau hồ sinh học tùy tiện sơ cấp), như vậy giá trị tải lượng tính toán có thể chọn giảm 30% so với hồ sinh học tùy tiện sơ cấp. Sau khi tính Ằs và Af, thời gian lưu nước (ớ/, ngđ) được xác định như sau: AfD (4.12) f

Q,n

Trong đó: D - chiều sâu [m]; Qm - lưu lượng trung bình [m 3/ngđ] . Lưu lượng trung bình được lấy bằng trung bình cộng của lun lượng nước đầu vào (Qi) và đầu ra (Qe). Do đó: 54


0f =r T

Af D

— (ỡ ,+ & )

(4.13)

- J~

Vì ộe = ộ / - 0,00 1AjE (giả thiết lượng nước thấm, rò ri không đáng kể và E là tốc độ bay hơi nước cùa hồ [mm/ngđ]), nên thời gian lưu nước trong hồ sẽ là: Af D AịD 0 / = 7---------------------------------------------------------- — -----— (4.14)

[ĩQi - 0,001 Af E)

Lượng BOD tiêu thụ ở hồ sinh học tùy tiện sơ cấp nằm trong khoảng 7 0 -ỉ-80% với mẫu nước thải không lọc và 90% đối với mẫu nước thải sau lọc. Ở hồ sinh học tùy tiện thứ cấp, lượng BOD tiêu thụ nhỏ hơn nhưng hiệu suất xử lý BOD của hồ sinh học kỵ khí kết họp với hồ sinh học tùy tiện thứ cấp tương đương (thậm chí còn cao hơn) hiệu suất của hồ sinh học tùy tiện sơ cấp.

Chuỗi hồ sình học x ử ỉỷ triệt để Tài lượng BOD và tiêu thụ Giá trị tải lượng BOD bề mặt ở hồ sinh học xử lý triệt để phải bé hơn 75% so với giá trị tải lượng ở hồ sinh học tùy tiện. Do các hồ phía trước đã loại bỏ hết 70% hàm lượng BOD, tải lượng trong hồ sinh học xử lý triệt để sơ cấp được tính như sau: IO(O.ỈL,)Q ^smỉ

. Am

WịO..ÌLi )D A

Diện tích hồ sinh học xử lý triệt để sơ cấp: A

-----^

-----

(4.16)

2D4O.OƠ/E0,,,

Hiệu suất xử lý BOD thường đạt khoảng 25% ở mỗi cấp hồ sinh học xử lý triệt để. K h ử mầ m bệnh

Hồ sinh học xừ lý triệt để thường được thiết kế với mục đích tiêu diệt mầm bệnh. Do vi khuẩn Faecal được sử dụng làm chỉ tiêu an toàn vệ sinh, các hồ sinh học xử lý triệt để có nhiệm vụ làm giảm số lượng coliĩorms đến mức độ nhất định. Kích thước cũng như số lượng hồ quyết định chất lượng nước đầu ra cuối cùng của chuỗi hồ sinh học. Trong thiết kế có thể coi quá trình diệt khuẩn như là phản ứng động học bậc m ộ t: B = -— 5 —

( 4. 17)

Trong đó: Be - tổng số Coliíbrms trong lOOml nước thải dòng ra [FC/100ml]; Bị - tổng sổ Coliíbrms trong lOOml nước thài dòng vào [FC/100ml]; 55


K ỵ - hằng số tốc độ diệt khuẩn bậc lở T °c [ngđ ']; 6m - thời gian lưu nước trong hồ xử lý sinh học triệt để [ngđ]. Đối với chuỗi hồ sinh học kỵ khí, hồ sinh học tùy tiện và n hồ xử lý sinh học triệt để, công thức trên có dạng: B. = -------------- 7------------;---------- - --------------------------------------- ■ ụ + K A ,)Ụ + K T ® /)ụ + K A » I

......... ụ

(4.18)

+ K A „ „ )

Giá trị của K r ở các điều kiện nhiệt độ khác nhau là: KT= 2,6(1 ,Ỉ9 )T 20

(4.19)

Be lấy bằng giá trị quy định theo tiêu chuẩn đối với chất lượng nước sau xử lý. Bị có thể được đo từ nước thải trong nước thải sinh hoạt giá trị và Bị thường khoảng 1X1 o 8 trong lOOmL. Để thiết kế chuỗi hồ sinh học, số lượng hồ sinh học xừ lý triệt để và thời gian lưu nước được xác định dựa vào phương pháp thử và hiệu chỉnh. Giá trị 6,n nhỏ nhất được đề xuất là 3 ngày để tránh hiện tượng nước quẩn. ỡ„, cũng cần phải nhỏ hơn 6f. số lượng hồ xử lý sinh học triệt để càng lớn, thòi gian lưu nước trong các hồ càng ngắn. Khi đó, diện tích đất cần thiết để xây dựng hồ sẽ được giảm đến mức tối thiểu [Mara và cs., 1992]. Khử trứng giun sán Trứng giun sán thường được loại bỏ nhờ quá trình lắng đọng trong hồ sinh học kỵ khí và hồ sinh học tùy tiện sơ cấp. Nếu nước thải sau xừ lý được sử dụng để tưới, phải đảm bảo sốlượng trứng giun sán trong nước thải không được lớn hơn 1 trứng trong 1 lít nước. Ket quả phân tích thực nghiệm về khả năng tiêu diệt mầm bệnh trong hệ thống hồ cho thấy mối quan hệ định lượng sau [Ayres và cs., 1992]. R = 100[l-0,14exp(-0,388)].

(4.20)

Trong đó R là phần trăm (%) trứng giun sán bị tiêu diệt và 6 là thời gian lưu nước (ngđ). Để loại bỏ dưới 95% số lượng trứng giun sán, áp dụng công thức sau: R = 10 0 [ỉ-0 ,4 ỉex p (-0 ,4 9 ỡ + 0 ,0 0 8 5 ỡ 2 i ị .

(4.21)

Khừ Nitơ Hệ thống hồ sinh học có thể khử được 80% Nitơ hoặc hơn. Quá trình này chịu sự tác động của pH, nhiệt độ, thời gian lưu nước trung bình. Công thức tính toán khả năng khử Nitơ sau được áp dụng phổ biến ở Bắc Mỹ nhưng có thể sẽ không cho kết quả chính xác ở các khu vực khác. Tổng Nitơ được tiêu thụ trong chuỗi hồ [Reed, 1985] là: N e = Nịexp{-[k(l,039)T-20 ] } .ịd + 60,6(pH -6,6)J Trong đó: Ne - tổng Nitơ trong nước thải dòng ra cuối cùng [mg/L]; Nj - tổng Nitơ trong nước thải dòng vào [mg/L]; 56

(4.22)


k - hằng số tốc độ tiêu thụ tổng Ni tơ bậc 1 [= 0,0064 ngđ'1]; 9 - thời gian lưu nước trung bình trong chuỗi hồ [ngđ]; 7 - nhiệt độ [°C]. Lượng N -N H 4 được tiêu thụ trong chuỗi hồ xác định theo các công thức sau [Pano & Middlebrooks, 1982]: * Với nhiệt độ < 20°C:

c -

(4.23)

\( a \ 7+ ] -

.(0,0038+0,000lỉ4T )xexp[(l,041+0,044T).(pH-6,6)\

[VQ j

* Với nhiệt độ > 20°C: (4.24)

Trong đó:

c e - hàm lượng N-NH 4 trong nước đầu ra [mg/L]; Cị - hàm lượng N-NH 4 trong nước đầu vào [mg/L]; A - diện tích chuỗi hồ [m2]; Q - lưu lượng nước thải đầu vào [m3/ngđ]; T - nhiệt độ [°C]. Giá trị p H được xác định theo công thức sau: p l ỉ = 7 ,3í'X[) (0,0005A l k ) .

(4.25)

Trong đó: Aỉk - độ kiềm trong nước thái đầu vào, mg CaCOí/L. 4.1.4. 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 ồn 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 triệtđể rấtthích họp 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 lượng nước thải thô vào hồ (nước thải này có thể được bổ sung 57


thêm bùn từ các công trình xử lý khác). Tuy nhiên, biện pháp này tốn kém về thời gian và chi phí nên thường ít được sừ 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 loại bỏ hàng ngày. Công việc này thường chi 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]. c ỏ phải được di chuyển đi ngay sau khi cắt gặt để tránh rcri xuống hồ. Các bộ phận ngập dưới nước cùa thực vật là nơi ẩn náu lý tưởng cho bọ gậy. Phần thực vật nổi trên nước là “đường băng cất cánh” cho muồi 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: cầ n 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 lỷ triệt để. Tuy nhiên, cần giữ lại các chất trên trong hồ sinh học kỵ khí vì chúng giúp duy trì môi trường yếm khí của hồ và giảm đến mức tối thiểu mùi hôi [U.S. EPA, 1977a]. • Sửa chữa các hư hại ở bờ hồ, hàng rào, cử a...

Tổ chức đội ngũ cản bộ công nhân viên Đ ể thực hiện công tác vận hành và bảo dưỡng thường nhật, chuỗi hồ sinh học cần có một dội ngũ cán bộ công nhân viên phục vụ. Trình độ nhân viên phụ thuộc vào loại công việc và thiết bị cần được bảo dưỡng (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 4.2 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. 58


Bảng 4.2. Đe xuất tổ chức cán bộ công nhân viên cho hệ thống xử lý nước thải bằng hồ sinh học Dân số tính toán Người quản lý/giám sát

10 000

25 000

50 000

100 000

250 000

1

1

1

-

-

Kỹ sư cơ khí*2

-

-

-

1

1

Nhân viên thí nghiệm^

-

1

1

1

2

Trợ lý quản lý

-

1

2

2

2

Sô công nhân

2

4

6

10

Lái xef

1 -

1

1

1

2

Người lau rửad

1

1

3

5

5

Tổng cộng

2

6

10

15

23

a

Phụ thuộc số thiết bị sử dung.

b

Phụ thuộc mức độ hiện đại cùa phòng thí nghiệm. c

Phụ thuộc loại máy xén cỏ được sử dụng.

,

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

Arthur, 1983.

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, cần tiến hành hút bùn. Trong tài liệu [Mara và cs., 1992] đưa ra công thức tính toán chu kỳ hút bùn (hút bùn sau khoảng thời gian n năm) như sau:

H- ầ

( 4

' 2

6

)

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]. Khi hút bùn, không nên hút tất cà bùn trong hồ. Một lượng nhỏ bùn cần được giữ lại trong hồ để cung cấp số lượng vi sinh vật cần thiết cho quá trình lên men kỵ khí sau đó. Chiều dày lórp bùn trong hồ sinh học kỵ khí và hồ sinh học tùy tiện có thể được lấy theo phương pháp “chiếc gậy cuốn khăn trắng”. Một chiếc gậy cuốn 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 59


Bảng 4.3. Mẩu bảng ghi chép bảo dưỡng và kiểm tra BẢNG GHI CHÉP BẢO DƯỠNG VÀ KIỂM TRA CÔNG TRÌNH THỜI GIAN (giờ, ngày, tháng, năm):

N HIÊT Đồ:

ĐIẺU K1ẼN THÒI TIẺT :

Tram bơm (nếu 00 ): Thời gian hoạt động: Bơm số 1:................................................ Bơm số 2:............................. Chì số điện tiêu thụ: ................................................................................................................ Các vấn đề khác: (quá tải, . . . ) ................................................................................................. Đường đi lai: tình trạng (thực vật, sự c ố ,...); các hoạt động bảo dưỡng và vận hành được thực hiện....................................................................................................................................

Khu vưc xung quanh hồ: tình trạng; các hoạt động bảo dưỡng và vận hành được thực hiện

Công trình xử lý sơ bô: tình trạng; các hoạt động bảo dưỡng và vận hành được thực hiện Song chắn rác:......................................................................................................................... Hệ thống tách dầu m ỡ:............................................................................................................ TÌNH TRẠNG HỔ

Hồ số

1

2

3

Ghi chú

Màu nước Xanh Nâu-xám Đỏ- hồng Đục/trong Mùi Vât nổi. bot. váne Thưc vât nổi Trane thái bờ (xói lở, hang chuột, cỏ...) Tình trane cống dẫn và cốne xả (tắc cống) Mưc nước

(bình thường, quá cao, quá thấp)

CÁC HIỆN TƯỢNG KHÁC: các hoạt động bảo dưỡng và vận hành được thực hiện ....

Nguồn: CEMAGREF, 1985

60


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 bò 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 đảnh giá hiệu quả hoạt động của hồ Ngay sau khi xây dựng chuỗi hồ xử lý sinh học, cần lắp đặt hệ thống quan trẳc 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. Mầu nước thải phải đại diện được cho chất lượng nước thài 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. Bời vậy, cần phải thiết lập một quy trình lấy mẫu thống nhất. Chất lượng nước trong hệ thống chuồi hồ sinh học phải được đánh giá tối thiểu dựa vào các chi tiêu theo yêu cầu của chính quvền địa phương. Neu 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 Coliíbrms, Nitơ và màu nước.

Vi dụ về thiết kế hồ sinh học Hồ sinh học phục vụ dân số 100.000 người; tải lượng BOD5: 40g/ng.ngđ; lưu lượng nước thải ỈOOL/ng.ngđ; nhiệt độ nước thải: 26°c. Nồng độ Feacal Coliíòrms trong nước thải đầu ra: 1000/1 OOml. Nước thải được xử lý nhờ chuỗi hồ sinh học bao gồm hồ sinh học kỵ khí, hồ sinh học tùy tiện và các bậc hồ xừ lý triệt để. Hồ sinh học kỵ khí Lưu lượng: Q = 1 0 0x l0 '?x 100.000 = 10.000 m /ngđ. BOD 5 đầu vào: L ị - 40x1 o3/ 100 = 400 mg/L. Theo bảng 4.1, tải lượng BOD 5 tính toán Ẳv~- 350 g/m 3.ngđ. Thể tích V: ,,

y -

L:Q

l— -

400 x10000

______ _______

(4.27)

350

Với chiều sâu 3 m, diện tích vùng làm việc của hồ là 0,38 ha. Thời gian lưu nước thủy lực V/Q, là 1,14 ngày, và hiệu suất khử BOD 5 là 60%. Nạo vét bùn phải được tiến hành sau khoảng thời gian n năm, được tính theo công thức sau:

n

vỉ3

11430/3

Px0,0 4

100000x0,04

-0,95 ~ 1 nQm

(4.28)

61


Lượng bùn tích tụ lại trong hồ sinh học kỵ khí là 0,04m 3/ người.năm và phải hút bùn khi lượng bùn chiếm 1 phần 3 dung tích hồ. H ồ s i n h h ọ c t ù y t iệ n

Tải lượng tính toán được xác định theo công thức (4.11) Ẫ s = 3 5 0 ( 1 ,1 0 7 - 0 ,0 0 2 T ) T 2 ỉ

=

3 5 0 f l , ] 0 7 - ( 0 , 0 0 2 . 2 6 ) J 26 25 = 3 6 9 k g / h a .n g đ .

D iện tích của hồ xác định theo công thức (4.10) _

10LQ

_

1 0 x ( 4 0 0 x 0 , 4 ) x 10000 = 43360 m 2 .

A f~

369

Ằs

Thời gian lưu nước tín h theo công thức (4.14):

T rong đó,

E

là tốc độ bay hơi nước trong chuỗi hồ

(E = 6

m m /ngđ). V ới hồ có chiều

sâu 2 m , tính được thời gian lưu nước trong hồ là:

2x43360x2

_

f ~ 2x10000-0,001 * 4 3 3 6 0 x 6 ~

8,78

n g đ

Lưu lượng nước đầu ra:

Qe = Qi -

0 ,0 0 1 A j E = ỉ 0 0 0 0

-

( 0 ,0 0 1 X 4 3 3 6 0 X 6 )

= 9 7 3 9 ,8

m 3/ n g đ .

H ồ x ử lý s in h h ọ c t r iệ t đ ể

Ở nhiệt độ

26°c, K ỵ được tính theo (4.19): K t = 2 , 6 ( ỉ , 1 9 ) 26' 20

=

7 ,3 8

ngđ ■'

C ông thức (4.17) hoặc (4.18) có thể được biểu diễn lại như sau: ìì

10s

103[ỉ+(7,38xl,ỉ4)].[ỉ+ợ,38 x

8 ,7 8 ) ]

7 ,3 8

K ết quả:

0m = 2 1 ,9 9m

=

1 ,7 2

V ới n = 2, có thể lấy

ngày với n = 1;

ngày với n = 2. 6m

= 2 ngđ.

K iểm tra tải lượng trong hồ theo công thức (4.15):

= 900 kg/ha.ngđ.

62


Kết quả trên cao hom 75% so vói tải lượng trong hồ sinh học tùy tiện (= 0,75x369 = 276,75 kg/ha.ngđ). Do đó, -

Ảsmi

được lấy bằng 277 kg/ha.ngđ và

_ 1 0 x 0 ,3LịD _ mì

=—

; ' Kni

ỡm/ được

10x0,3 *4 00 *1 ,5

=

^

-

tính như sau:

.

---------- = ố ^ n gày

T hời gian lưu nước trong hồ x ừ lý triệt để kế tiếp được tính như sau: 108 1 0 S [ ỉ + ( 7 , 3 8 x ỉ , ] 4 ) ị [ ỉ + ( 7 ,3 8 x 8 , 7 8 ) ị [ ỉ + ( 7 , 3 8 x 6 , 5 ) ]

= 7,38

K ết quả:

<9„, = ỡm

=

0 ,4 5

ngày với n = 1; ngày với n = 2.

0 ,2 5

N ếu hồ có độ sâu 1,5 m, diện tích hồ xừ lý sinh học triệt để sơ cấp có thể được tính theo công thức (4.16):

2Qfim A mi

-

2 D + 0 ,0 0 1 E d m

2*9739,8x6,5

( 2 * 1 , 5 ) + ( 0 ,0 0 ] X 6

= 41,664m2 .

6,5)

X

L ưu lượng nước thải đầu ra: Q e = Q i - 0 ,0 0 1 A mlE = 9 7 3 9 ,8 - ( 0 , 0 0 1 x 4 1 , 6 6 4 x 6 )

=

9 4 8 9 ,8 m 3/ n g à y

Đ ối với hồ sinh học x ử lý triệt để thứ cấp: 2 * 9 4 8 9 ,8 * 0 ,4 5 m2

2844m 2

( 2 * 1 , 5 ) + ( 0 , 0 0 1 x 6 * 0 ,4 5 )

và Qe = Q i - 0 ,0 0 1 A mỉE = 9 4 8 9 ,8 - ( 0 ,0 0 1 x 2 8 4 4 x 6 ) = 9 4 7 3 m 3/ n g đ

L o ạ i bỏ B O D Sau khi được loại bỏ 90% BO D trong hồ sinh học kỵ khí, hồ sinh học tùy tiện và 25% trong m ồi bậc hồ sinh học xử lý triệt để, nước thải đầu ra có hàm lượng BO D sau lọc (không còn tảo) là:

4 0 0 X 0 ,1 X 0 ,7 5 X 0 ,7 5 = 2 2 ,5

mg/L, thỏa mãn các tiêu chuẩn quy định.

Tóm tắt * H ồ sinh học kỵ khí:

• Thể tích: • Thời gian lưu nước:

* H ồ (chuỗi hồ) sinh học tùy tiện: • D iện tích tính toán: • D iện tích m ặt nước với L: • Thời gian lưu nước:

11 4 3 0 m 3 1,14 ngđ 43 360 m 2

w = 10: 1 54 200 m 2 8,78 ngđ

63


41 664 m 2

* Hồ (chuỗi hồ) sinh học sơ cấp: • D iện tích tính toán: • D iện tích tính toán với L:

w = 10: 1 52 080 m 2

• T hời gian lưu nước:

6,5 ngày. 2844 m 2

* H ồ (chuỗi hồ) sinh học thứ cấp: • D iện tích tính toán: • D iện tích m ặt nước với L:

w=10:1

3555 m 2 0,45 ngđ

• T hời gian lưu nước: 4.2. BÃI L Ọ C N G Ậ P NƯỚC 4.2.1. K h á i n iệm B ã i lọ c n g ậ p n ư ớ c

(W etlands) là hệ sinh thái ngậm nước với mực nước nông hoặc

xấp xi bề m ặt đất, và được cấy trồng các loại thực vật trong điều kiện đất ẩm. T hực vật sử dụng năng lượng m ặt 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 củ a 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" 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 [M itsch và Gosselink, 1993]. N goài m ục đích dùng để x ử lý nước, bãi lọc ngập nước còn có những lợi ích khác như tạo cảnh quan và m ôi trường sống cho con người và các loài thú. Có thể coi bãi lọc ngập nước như các

“ s iê u th ị s in h h ọ c ”

bời tính đa dạng sinh học cùa nó. N h iều loài

m uông thú (chim , bò sát, các động vật lưỡng cư, cá v.v...) sống v à phát triển trong môi trường bãi lọc ngập nước hoặc sử dụng cánh đồng ngập nước làm nơi cư trú định kỳ với m ột khoảng thời gian nhất định tro n g chu trình sổng v à phát triển [H am m er, 1992]. Bãi

lọc ngập nước còn có các giá trị cao về thẩm mỹ. 4.2.2. C á c đ ịn h n g h ĩa và th u ậ t n g ữ về b ã i lọc n g ậ p nước Bãi lọc ngập nước là hệ sinh thái ngậm nước với m ực nước nông hoặc xấp xỉ bề mặt đất, và được cấy trồng các loại thực vật có k h ả năng phát triển trong điều kiện đ ất ẩm. B ã i lọ c n g ậ p n ư ớ c n h â n tạ o

(C onstructed w etlands - C W s) được xây dựng để xử lý

nước thải hoặc nước m ưa, tuy nhiên về bản chất, việc phát triển các bãi lọc ngập nước là nhằm tạo ra và thúc đẩy m ôi trường sống tự nhiên [H am m er, 1992]. Trong những năm 80 của thế kỷ X X, thuật ngữ bãi lọc ngập nước nhân tạo bằng tiếng A nh w e tla n d s ”

64

thường được sử dụng thay vì “ constructed

w e tla n d s "

hoặc

“ a r tific ia l “ tre a tm e n t


w e tla n d s ” w e tla n d s "

tro n g các các tài liệu khoa học. Ngày nay các thuật n g ữ hoặc

" t r e a t m e n t x v e t la n d s ”

l ọ c n g ậ p n ư ớ c ( r e s t o r e ả w e t lc m d s

“ c o n stru c te d

được dùng phổ biến hơn. T huật ngữ

c ả i tạ o b ã i

” thường được dùng để biểu thị sự cải tạo hay khôi

phục các bãi lọc ngập nước đã bị suy thoái hoặc bị thay đổi về thủy học. T huật ngữ p h ụ c h ồ i b ã i l ọ c n g ậ p n ư ớ c ( M i t ì g a ỉ i o n \ v e t la n d s )

được sử dụng tro n g trư ờng hợp biểu thị các

bãi lọc ngập nư ớ c được cải tạo nhàm phục hồi các chức năng bị m ất do các dự án phát triển như x ây dự ng đường cao tốc, phát triển các khu đô thị, thươ ng mại. 4.2.3. T h ủ y h ọc và th ủ y lực tro n g bãi lọc n g ập nước C ác đ iều kiện thủy học trong bãi lọc ngập nước có ảnh hưởng tới chất lượng đất, sự phát triển củ a các dạng động vật và thực vật. Đặc tính củ a dòng chảy và khả năng giữ nước trong bãi lọc ngập nước xác định thời gian lưu nước và các chất dinh dưỡng trong hệ thống, khả năng tiếp xúc tương tác lẫn nhau giữa các th àn h phần trong hệ sinh thái. Hình thức cấu tạo, tốc độ dòng chảy, chất lượng đất và dạng cây trồng xác định các điều kiện thủy lực trong hệ thống. N ước có thể xâm nhập vào bãi lọc ngập nước dưới dạng dòng chảy vào, nước m ưa, tuyết, nước tràn bề mặt và có thể là nước ngầm . M ặt khác, nước ra khỏi hệ thống có thể thông qua dòng chảv ra, bốc hơi và thấm xuống đất. Cân bằng nước giữ a các dòng vèo và ra, và các đặc tính vật lý củ a bãi lọc ngập nước sẽ xác định chế độ thủy lực của hệ thống. K hả năng giữ nước biểu thị (. ác đặc tính thùy lực cơ bản của bãi lọc ngập nước. Đối với bãi lọc ngập nước nhân tạo

' C W s ),

dòng chảy chính được coi là dòng vào. D òng

chảy thấm thư ờ ng bị hạn chế bơi các quy định về xả nước thải do cơ quan quản lý địa p hư ơ ng ban hành. C ác thành phần dòng chảy khác phụ thuộc vào các yếu tố khí hậu. K hả năng g iữ nước của bãi lọc ngập nước được m ỏ tả dưới dạng p hư ơ ng trình sau: Q v - Qr + Qtr - Q,h + Quu, + ( M - B H - T ) A = ^

.

( 4 .2 9 )

dt

T rong đó:

Q v-

lưu lượng dòng vào (m 3/ngd);

Qr -

lưu lượng dòng ra (m 3/ngđ);

Q tr- lưu lượng nước tràn bề mặt (m3/ngđ); Q th

-

lưu lượng nước thấm bờ (m 3/ngđ);

Qian - lưu lượng nước tan từ băng, tuyết (m3/ngđ); - lun lượng nước m ưa (m 3/ngđ);

M

BH T

lượng bốc hơi (m 3/ngđ);

- lượng nước thấm (m 3/ngđ);

A -

diện tích (m 2);

t - thời gian (1/ngđ); V - thể tích (m 3).

65


về lý thuyết, nước trong bãi lọc ngập nước được coi là luôn chuyển động. T uy nhiên, do các nguyên nhân: đặc tính bề m ặt đáy, hệ thống phân phối và thu nước, khả năng phân phối đều nước, v à các yếu tố khác có thể hình thành các vùng ứ đọng nước bên trong bãi lọc ngập nước. C ác “vùng chết” này không tham gia vào quá trình xử lý các chất ô nhiễm và làm giảm diện tích công tác hữu ích của bãi lọc ngập nước. Vì vậy cần tối ưu hóa các phương án thiết kể cấu tạo bãi lọc ngập nước để tránh các hiện tượng ứ đọng có

thể xảy ra. 4.2.4.

C á c d ạ n g b ã i lọc n g ậ p nư ớ c

n h â n tạ o 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 v ật chìm

[B rix và

Schierup, 1989]. H ầu hết các hệ th ố n g đều

Hình 4.10.

H ệ th ố n g X L N T s ử d ụ n g th ự c vật n ổ i.

a ) H ệ t h ố n g d ỏ n g c h ả y b ề m ặ t, d ạ n g h ồ ;

sử dụng các loại cây rễ chùm, tuy nhiên

b )H ệ th ố n g d ò n g c h ả y n gầm n gan g ,

có thể phân loại theo dạng vật liệu sử

d ạ n g b ã i lọ c c h ổ n g th ấ m ; c ) H ệ t h ố n g d ò n g

dụng và chế độ dòng chảy trong hệ thống

c h ả y n g ầ m đ ú n g , d ạ n g b ã i l ọ c c h ố n g th â m . N g u ồ n : theo B rix , ỉ 993.

(H ình 4.10). H ệ th ốn g dòn g ch ảy bề m ặt H ệ th o n g d ò n g c h ả y b ể m ặ t

không khí. T rong

hệ

là hệ thống được thiết kế có lớp nước bề m ặt tiếp xúc với

thống d ò n g

ch ảy ngầm ,

m ực nước được cố định thấp hom so với bề

m ặt vật liệu. Đ ối với hệ thống d òn g chảy ngầm ngang, lớp vật liệu luôn được giữ trong trạng thái bão hòa nước; đối với hệ thống dòng chảy đứng, lớp vật liệu không ở trạng thái bão hòa vì nước được cấp khôn g liên tục m à theo các khoảng thời gian nhất định và được thấm qua lớp vật liệu (tương tự n h ư tro n g h ệ thống lọc cát gián đoạn). Tất cả các dạng bãi lọc ngập nư ớ c đều được cấy trồng ít n h ất là m ộ t loại thực vật có rễ trong m ột loại vật liệu nào đó (th ư ờ n g là đất, sỏi hoặc cát). C ác ch ất ô nhiễm được khử nhờ sự phối họp của các quá trìn h h ó a 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; V ym azal và cs., 1998]. 66


B ãi lọc ngập nướ c 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 m ặt 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 xư lý nước thải [K adlec và K night, 1996]. C ác hệ th ố n g được thiết kế cho mục đích xử lý nước thải có nồng độ nitơ và phôtpho thấp (hoặc lưu giữ hoàn toàn) thường có tài lượng bề m ặt rất thấp, ngược lại đối với các hệ thống được thiết kế để xử lý các chất hữu cơ (B O D ) v à chất lơ lửng thường có tải lượng bề m ặt cao hơn. Chiều sâu mực nước trong hệ thống khoảng 5 đến 90 cm , thông thư ờ ng là 30 đến 40 cm. Hệ thống dòng chảy bề m ặt thường được sử dụng để x ử lý bổ sung và được bố trí sau các loại hồ sinh học tùy tiện hoặc hồ hiếu khí trong dâv chuyền x ử lý nước thải. H ệ th ố n g d ò n g ch ảy ngầm Ờ châu  u, các hệ thống bãi lọc dòng chảy ngầm qua đất và sỏi đ ã được ứng dụng và xây dựng rất phổ biến. Sậy

( P h r a g m ừ e s c m s t r a lis )

là loại thực vật được cấy trồng phổ

biến nhất tro n g hầu hết các hệ thống, một số hệ thống có trồng thêm các loại thực vật khác. Đ ất 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 sôi thường gập các hiện tượng tắc dòng. H ệ thống dòng chảy ngầm thường có diện tích bề m ặt nhỏ (< 0,5 ha) và tải lượng thủy lực lớn hơ n so với hệ thống dòng chảy bề mặt. Ở châu  u, 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 M ỹ, hệ th ố n g này được sử dụng đế xử lý bậc ba đối với nước thải sinh hoạt từ các khu vực có dân sổ lớn hơn. 4.2.5. C ơ ch ế x ử lý tro n g b ãi lọc ngập n u ó c n h ân tạo C ơ chế x ử lý chính đối với các thành phần nitơ trong bãi lọc. ngập nước nhân tạo là các quá trình nitrat hóa và khừ nitrat [Gersberg và G oldm an, 1983; R eddy và các cs., 1989]. Tại các v ù n g hiếu khí, các vi khuẩn niirat hóa ôxy hóa am ôni thành nitrat, tại các vùng thiếu khí các vi khuẩn khù nitrat chuyển hóa nitrat thành khí n itơ (N 2). Ô xy cần thiết cho quá trình nitrat hóa được cung cấp từ không khí và từ hệ rễ thực vật. Trong hệ thống d ò n g chảy ngầm đứng với hình thức tưới gián đoạn, khả năng ôxy hóa cao hơn nên hiệu q u ả nitrat hóa đạt cao hơn nhiều so với hệ thống đất bão hoà nước. C ây trồng hấp thụ n itơ và tổng hợp thành sinh khối. Tuy nhiên sự hấp thụ n itơ bởi cây trồng thường có tốc độ thấp hơn so với quá trình khử nitrat. N goài 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

67


chất ô nhiễm cũng được khử trong điều kiện kỵ khí tại các v ù n g này. C ác vi k h u ẩn kỵ khí có thể phân hủy các hợp chất hữu cơ và khử nitrat. Q uá trình khử n itrat chỉ có thề xảy ra trong điều kiện không có ôxy và giàu cacbon hữu c ơ (nguồn dinh dư ỡ n g cho các vi khuẩn khử nitrat). Q uá trình khử phôtpho trong bãi lọc ngập nước xảy ra chủ yếu bởi các p h ả n ứ ng hấp thụ và kết tủa cùng các nguyên tố khoáng chất như nhôm (A l), sắt (Fe), canxi (C a), và m ùn sét trong đất trầm tích [R ichardson, 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 [B ayley và cs., 1985; Sah và M ikkelsen, 1986]. Sự hấp thụ phôtpho bởi thực vật đóng vai trò quan trọng trong hệ thống có tải lượng bề m ặt thấp [R eddy và D e B usk, 1985; B reen, 1990]. Các virus, m ầm bệnh được khử trong bãi lọc ngập nước bằn g các q u á trìn h lắng, lọc và tiêu hủy tự nhiên trong m ôi trư ờng không thuận lợi [L ance v à cs., 1976; G ersb erg và cs., 1987; W atson và cs., 1989]. N goài ra, các vi khuẩn cũng bị ảnh h ư ở n g bởi các chất kháng sinh tiết ra từ hệ thống rễ th ự c vật [Seidel v à cs., 1978]. B ức x ạ tử ngoại cũng đóng vai trò lớn trong quá trình khử trùng đối với hệ thống có lớp nước bề m ặt. Bảng 4.4. Các cơ chế xử lý ô nhiễm trong bãi lọc ngập nước. Thành phần Chất lơ lừng BOD

Cơ chệ xử lý Lắng/ lọc và phân hùy. Phân hủy bằng các vi khuẩn (hiếu khí và kỵ khí). Lắng (tích đọng các thành phần hữu cơ/ bùn trên bề mặt trầm tích).

Nitơ

Amôn hóa tiếp theo nitrat hóa và khử nitrat bằng vi khuẩn. Hấp thụ bằng thực vật. Làm bay hơi amôniac.

Phôtpho

Hấp thụ (phản ứng hấp thụ - kết tủa cùng các khoáng chất: nhôm, sắt, canxi, và mùn sét trong đất). Hấp thụ bời cây trồng.

Vi trùng

Lắng/ lọc. Tiêu hủy tự nhiên. Bức xạ tử ngoại. Chiết suất kháng sinh từ rễ thực vật.

M ột phần nhỏ các nguyên tố kim loại cũng được hấp th ụ v à k ết hợp cù n g các khoáng chất hữu cơ và được tích tụ trong bãi lọc ngập nước dưới d ạn g trầm tích. S ự hấp thụ bởi thực vật và chuyển hóa bởi các vi khuẩn cũng có thể đỏng vai trò quan trọ n g tro n g x ử lý kim loại [W atson và cs., 1989]. C ơ chế của các quá trình khử các chất ô nhiễm trong bãi lọc ngập n ư ớ c nhân tạo được nêu trong bảng 4.4.

68


4.2.6. Khả năng xử lý T ất cả các dạng bãi lọc ngập nước đều có khá năng k h ử chất lơ lửng với hiệu quả cao. N ồng độ chất lơ lửng trong nước sau xử lý trung bình nhỏ hơn 20 m g/L và thường dưới 10 m g/L. Đ ối với hệ thống dòng chảy bề mặt có diện tích m ặt nước tiếp xúc với không khí lớn, hiệu quả xử lý chất lơ lửng thường thấp hon do k h ả năng phát triển của các loại rong, tảo. C ác bãi lọc loại này cần được thiết kế có độ sâu m ực nước thấp, cấy trồng các loại thực vật nổi với m ật độ lớn tại khu vực thu nước để loại bỏ tảo trước khi xà nước ra nguồn tiếp nhận. Thực vật nổi trồng trên bề m ặt nước sẽ hạn chế khả năng phát triển tảo do ngăn cản quá trình quansỉ họp của các loài thực vật sống trong nước. Bãi lọc ngập nước có khả năng xử lv BOD cao. nồng độ B O D tro n g nước sau xử lý thường nhỏ hơ n 20 m g/L. Trong tất cả các dạng bãi lọc đều có chu trình tuần hoàn cacbon riên g sản sinh lượng BO D thấp (1 h-3 mg/1), vì vậy B O D trong nước sau xử lý thường trong m ức 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 m ùa đông, BOD trong nước sau xử lý vẫn đạt ở m ức thấp [Brix, 1998]. K hả năng k h ừ n itơ và phôtpho của bãi lọc ngập nước nhân tạo có thể không ổn định và phụ thuộc vào các đặc tính thiết kế và tái lượng chất bẩn. Sự gia tăng lượng sinh khối dư và các kho áng chất là cơ sở bền vừ n s cho quá trình khử phôtpho trong bãi lọc ngập nước. Đ ể đạt đư ợ c hiệu quá xử lý phôtpho íhường phải m ất m ột thời gian lâu. Bãi lọc dùng trong m ục đích x ử lý phôtpho thường lớn và tiếp nhận nước thải loãng hoặc nước thải đã được x ử lý sơ bộ. Bãi lọc ngập nước có khả năng x ử lý niíơ dễ hơn so với phôtpho. C ác h ợ p chất n itơ được các vi khuân chuyển hóa thành khí n itơ và thoát ra khí quyển. Q uá trình ôxy hóa thường giới hạn khả năng khử nitơ, vì vậy cấu tạo của bãi lọc

và thành phần các chất ô nhiễm trơng Iiưưc thải cỏ ảnh hường lớn tới khả năng khử nitơ. Các hệ thống d òng chảy ngầm thường đạt hiệu quả khử nitơ ở m ức 30+40% ; đối với hệ dòng chảy bề m ặt 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 đế 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 tứ ngoại, thức ăn cùa các loại động vật trong hệ thống, lắng đọng. T hông thường thời gian lưu giữ nước trong bãi lọc lâu nên khả năng khử khuẩn cao đặc biệt là đổi với hệ thống bãi lọc ngập nước trồng câỵ. C ác loại thực vật trồng trong bãi lọc thường có năng suất phát triển cao vì thế nhu cầu hấp th ụ các chất din h dưỡng cũng đáng kể. K hả năng hấp thụ của thực vật có thể

69


khử các chất dinh dư ỡ ng trong nước thải, chuyển h ó a thành sinh khối và được định kỳ thu hoạch ra khỏi hệ thống. T uy nhiên, bãi lọc ngập nước nhân tạo được sử dụng với m ục đích x ử lý nước thải, lượng chất đinh dưỡng được khử do th u hoạch cây trồ n g thường không đáng kể so với tải lượng dinh dưỡng cần loại bỏ từ nư ớ c thải (xem cụ thể tại phần chức năng của thực vật). 4.2.7. L ợi ích c ủ a b ã i lọc n g ậ p nư ớ c n h á n tạ o T ất cả các dạng bãi lọc tự nhiên hay nhân tạo đều góp phần p h át triển đa d ạng sinh học của các loài động vật và thực vật và có giá trị thẩm m ỹ đối với cộ n g đồng. S ự p h á i triển của h ệ sinh vật và c h u ỗ i dinh dư ỡn g tro n g b ã i lọ c n g ậ p nư ớc Các dạng thực vật phát triển v à chuồi dinh dưỡng củ a ch ú n g phụ thuộc vào m ôi trường vật lý tro n g bãi lọc. C ác bãi lọc ngập nước tự nhiên là n h ữ n g hệ sinh thái có năng suất phát triển cao do sự phong phú về nước và các ch ất d in h d ư ỡ n g có tro ng tầ n g đất bề m ặt của trái đất [M itsch v à G osselink, 1993]. V í dụ, tro n g hệ th ố n g bãi lọc ngập nước bề m ặt có m ực nước nông, các thực vật nổi sẽ hạn chế sự p h át triển của tảo tro n g nước do khả năng tạo bóng ngăn cản quá trình quang hợp củ a các loại thực vật trong nước như rong, tảo. N ếu sự phát triển củ a tảo là cần thiết nhằm tă n g cư ờng chuỗi th ứ c ăn cho các loài thủy sinh (như cá, tôm , c u a ...), thì hệ thống cần đư ợ c thiết kế với m ực nước sâu và có không gian m ặt nước. N gư ợc lại, để phục vụ cho m ụ c đ ích xử lý chất lơ lửng và tảo, bãi lọc ngập nước cần có m ực nước bề m ặt nông và cấy trồ n g các loại thực vật nổi đặc biệt là tại khu vực th u nước ra khỏi hệ thống nhằm n g ăn cản sự p h át triển của tảo. Trong m ột số trư ờng hợp, ngoài m ục đích làm sạch và nâng cao chất lượng nước, bãi lọc ngập nước nhân tạo còn có công dụng nuôi trồ n g các sản phẩm đ ịa phương như nuôi trai nước sạch hoặc tạo điều kiện giải trí như c âu c á ... Tuy nhiên cần có sự quan tâm chặt chẽ tới các cô n g tác quản lý v à vận h àn h đối với các loại bãi lọc ngập nước dùng cho m ục đích nuôi tôm hoặc các dạng thùy sản khác đặc biệt là ảnh hường của vi khuẩn v à m ầm bệnh. M ô i trư ờ n g sổ n g của các lo à i ch im và đ ộn g vật h o a n g dã M ột trong những lợi ích của bãi lọc ngập nước nhân tạo là k h ả n ăn g tạo m ôi trư ờng sống và làm phong phú các loài chim . T ăng cường sự đ a d ạn g c ủ a các yếu tố vật lý trong băi lọc ngập nước sẽ làm tăng tính đa dạng sinh học tro n g hệ thống. V í dụ, số lượng các loài chim nước sẽ tăng nếu m ặt bằng bãi lọc được th iết kế xen kẽ các phần không gian m ặt thoáng nước m ặt phủ thực vật nổi và tạo các khu vực đất nổi. C ác loài chim lội như cò, sếu ưa sống tại các khu vực có m ực nước nông, có các loại thực vật thưa, các vùng đầm ven biển và các khu vực tiếp giáp g iữa các v ù n g nước sâu và đất khô có m ôi trư ờng thuận lợi cho việc sinh sàn củ a các loài cá là n g u ồ n th ứ c ăn củ a các loài chim lặn và lội. C ác bãi lọc ngập nước rộng có khả năng c u n g cấp nguồn thức ăn và m ôi trư ờng sống tốt cho các loài chim ăn thịt như chim ưng, d iều hâu. N ếu cùng tồn

70


'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. C ác 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. L ợ i ích đ ố i vớ i con n g ư ờ i C on người có thể sử dụng bãi lọc nhân tạo cho các m ục đích tạo cảnh quan và giải trí. C ác bãi lọc ngập nước lớn có thể sử dụng cho mục đích câu cá hoặc săn bắn và gieo trồng các loại cây ăn q uả như đậu h ạ t ... C ác bãi lọc ngập nước nhân tạo cần được thiết kế kết họp sử dỊing cho các m ục đích giải trí như tập thể dục buổi sáng, đi bộ. chạy, đi xe đạp và ngắm các loài th ú hoang dã. M ột số bãi lọc nhân tạo lớn có thể được thiết kế kết họp thành các công viên sinh thái phục vụ cho các m ục đích giải trí của cộng đồng. Việc dạo chơi trên các đườ ng m òn và ngắm phong cảnh giúp cho công chúng có được thời gian thư giăn đồng th ò i 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 đ ồng hòa nhập với tự nhiên và chấp nhận sự có m ặt của các bãi lọc nhân tạo bên cạnh các đô thị. Đ ây là yếu tố quan trọng nhằm ỉôi cuốn sự ủng hộ của công chúng trong các công tác xây dựng, bảo vệ và duy trì hoạt động của các bãi lọc. 4.2.8. T h iế t k ế b ã i lọc n g ậ p n ư ớ c n h â n 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 tro n g hệ thống có ý nghĩa quan trọng tới còng tác thiết kế, vận hành và bảo dưỡng. Vì vậy các loại hệ thống dòng chảy ngang và dòng chây đứng sẽ có những đặc điểm khác nhau cơ bản về thiết kế. B ã i lọc n gập n ư ớ c nhân tạo dòng chảy ngang T hiết kế bãi lọc ngập nước nhân lạo bao gồm: tính toán thủy lực hệ thống; tính toán thiết kế theo số dân cần phục vụ; thiết kế cắu tạo và lựa chọn các thiết bị, vật liệu. X á c đ ịn h q u y m ô , k í c h t h ư ớ c v à q u y h o ạ c h m ặ t b ả n ịĩ

Q uy m ô kích thước và các đặc tính vật lý của hệ thống phụ thuộc vào đ ịa hình, địa chất và tính chất của đất nền tại khu vực thiết kế. Đẻ xác định được quy m ô và các

thành phần trong hệ thống bãi lọc ngập nước nhân tạo cần tiến hành thiết kế thủy lực và tính toán m ức độ xử lý cần thiết đàm bảo làm sạch các chất ô nhiễm . T hiết kế thủy lực hệ thống bãi lọc ngập nước nhân tạo cần đề cập tới một số yếu tố: bãi lọc ngập nước nhân tạo không phải là hệ thống tĩnh; sự biến đổi theo thời gian của các đặc tính vật lý và các điều kiện m ôi trư ờ ng hình thành làm thay đổi chế độ thủy lực trong hệ thống. C ác phươ ng pháp tính toán thủy lực truyền thống đối với hệ thống dòng chảy ngầm

71


được thực hiện theo định luật D arcy, đối với hệ dòng chảy bề m ặt th ư ờ n g áp dụng các công thức tính toán m ương hở. H iện nay, do sự phát triển của tin học, nhiều m ô hình tính toán cũng đã được thiết lập và ứng dụng. C ông thức D arcy: (4.30)

Trong đó: Q -

lưu lượng trung bình của dòng chảy qua

bãi lọc (m 3/ngđ);

Ả: - hệ sổ dẫn thủy lực (m/ngđ); Ac-

diện tích m ặt cắt ngang của bãi lọc (m 2);

s w- độ dốc thủy lực (m/m). C ác yếu tố cần đề cập tới trong tính toán thủv lực bao gồm : độ dốc k h u vực; độ dốc m ực nước; lực cản m a sát do các thành phần thực vật, m àng sinh học; v ậ t liệu; độ sâu m ực nước; chu kỳ cấp nước và làm khô; khả năng tắc dòng trong hệ thống. N goài ra còn có thêm các yếu tố như cường độ mưa, lượng m ưa lớn nhất và thấp nhất tại khu vực. Bãi lọc cần được cấp nước bằng hệ thống cống phân phổi và hệ thống quản lý m ực nước. K hả năng xử lý các chất ô nhiễm được tính toán dựa trên các m ô h ìn h tính toán tốc độ phân hủy các chất ô nhiễm theo phương trình vi phân cấp m ột. K ết q u ả tính toán cho phép xác định diện tích cần th iết củ a bãi lọc nhằm đáp ứng m ức độ làm sạch các chất ô nhiễm trong nước thải, hoặc lưu lượng nước thải có thể xử lý được. P h ư ơ n g pháp tính được ứng dụng nhiều nhất là phư ơ ng pháp đề cập tới nồng độ nền củ a chất ô nhiễm (k-C *), là nồng độ chất ô nhiễm sẵn có hoặc được tạo thành bời bản th ân bãi lọc ngập nước nhân tạo [K adlec và K night, 1996]. (4.31)

(4.32) Trong đó: q

- tải lượng thủy lực (m /ngđ);

Ả: - hệ số tốc độ phần hủy bậc nhất (m /ngđ);

c v- nồng độ chất ô nhiễm đầu vào (m g/L); Cr - nồng độ chất ô nhiễm sau x ử lý (m g/L);

c*~ nồng độ nền của chất ô nhiễm trong hệ thống (m g/L). Phương pháp này cho phép tín h diện tích cần thiết để xử lý chất ô nhiễm :

72


(4.33)

A =Q

k l Cr-C )

Trong đó: Q - Lưu lượng (m3/ngđ);

Giá trị c * phụ thuộc vào dạng hệ thống, dạng thực vật, dạng và nồng độ chất ô nhiễm củ a nước thải được xử lý [Kadlec và Knight, 1996]. G iá trị nồng độ nền (C*) điển hình đối với các dạng chất ô nhiễm có thê lấy như sau: TSS 2-Ỉ-5 m g/L, B O D l-ỉ-5 m g/L, tổng -N < 1,5 m g/L, tổng-P < 0,02 mg/L, và ĩaecal coliíòrm s < 300 mg/L. Hệ sổ tốc độ phân hủy bậc nhất phụ thuộc vào thành phần chất ô nhiễm và dạng bãi lọc. Đối với m ột số chất ô nhiễm , giá trị của hệ sổ nàv còn phụ thuộc vào điểu kiện nhiệt độ.

(4.34)

k ,= k ,J T'2iì) Trong đỏ: k t-

giá trị của hệ số tốc độ phân hủy bậc nhất tại nhiệt độ

k 20 ~

T

(m /năm );

giá trị của hệ số tốc độ phân hủy bậc nhất tại nhiệt độ 20 ° c (m /năm );

9 -

hệ số điều chỉnh nhiệt độ;

T -

nhiệt độ (°C).

Trên bảng 4.5 nêu giá trị của các thông số cơ bủn dùng trong tính toán thiết kế bãi lọc ngập nước dòng chảy ngang. P hâ n đơ n nguyên

Bãi lọc ngập nước nhân tạo cần được thiết kế có sổ đơn nguyên ít nhất là 2, các đon

nguyên được vận hành song song, số đơn nguyèn có thể nhiều hơn 2, tuy nhiên cần xem xét tới các yếu tố kinh tế, địa lý, yèu câu vè chầt lượng nưưc sau xừ lý. T ăng số đơn nguyên sẽ làm tăng diện tích, số lượng hệ thống phán phối và thu nước nên tăng chi phí đầu tư của hệ thống. Bảng 4.5. Các thông số thiết kế Ctf bản đối vói bãi lọc ngập nước nhân tạo dòng chảy ngang. D òng chày bề mặt

D ò n g chảy ngầm

Chất ô nhiễm k 20 (m /năm) BO D s TSS T ô n g -N

0

k20 (m /năm )

0

34

1,00

180

1,00

1000*

1,00 1,05

3000* 27

1,00 1,05

1,00

12

1,00

1,00

95

1,00

T ông-P

22 12

F aecal C o liíòrm s

75

*: Giá trị ước tính Nguồn:

Kadlec và Knight, 1996

73


H ình dạng của các đơn nguyên và bờ đắp phân cách cũng là các yếu tố quan trọng. Tạo ra các vùng sâu tro n g các đ ơ n nguyên sẽ có ích cho quá trình x ử lý. T hiết 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 x u ất hiện dòng chày tắt trong hệ thống và làm tăn g chất lượng nước sau xử lý. Tỷ lệ g iữa các kích thước (chiêu dài/ chiều rộng) của bãi lọc đ ư ợ c xác định dựa trên các đặc tính thủy lực của hệ thống và cần xem xét tới các yếu tố n h ư đ ịa hình khu vực, diện tích xây dự ng có thể và các tác động của hệ thống tới m ôi trư ờ n g xung quanh. T hông thường, tỷ lệ giữ a chiều dài và chiều rộng của bãi lọc thư ờ ng được lấy lớn hơn hoặc tối thiểu bằng 4.

Hình 4.11.

C á c p h ư ơ n g á n p h â n p h ố i v à th u n ư ớ c ,

a ) D ò n g c h á y b ề m ặ t ; b ) H ệ th ố n g th u n ư ớ c b ã i l ọ c n h â n tạ o d ò n g c h à y n g a n g - n g ầ m ; c ) H ệ t h ố n g p h â n p h ố i n ư ớ c b ã i l ọ c n h â n tạ o d ò n g c h á y n g ầ m .

74


c ẩ u t r ú c h ệ th ổ n g p h â n p h ổ i n ư ớ c v à th u n ư ớ c

Hệ thống phân phối và thu nước là các thành phần chính của bãi lọc. c ấ u trúc của hệ thống phân phối nước có ảnh hường lớn tới hiệu quả xử lý cùa bãi lọc ngập nước. Hệ thống phân phối và thu nước cần được thiết kế đảm bảo phòng chống được các sự cô, có khả năng điều chỉnh lưu lượng dòng chảy, đơn giản, thụận 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, hổ van, giếng phân dòng, rãnh, mương. Đối với các khu vực có khí hậu lạnh, băng tuyết vào m ùa 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 bụnhiệt. Hệ thống thu nước cần được thiết kế đảm bảo khả năng thu hồi, đ iều chỉnh được m ực nước trong bãi lọc đồng thời có thể thoát toàn bộ nước khỏi hệ thống khi cần thiết. Trên hình 4.11 m ô tả các phương án cấu tạo hệ thống phân phối và thu nước.

H ì n h 4 .1 2 . B iế u đ ồ x ú c đ ịn h lo ạ i vợ t liệ u và k íc h c ỡ h ạ t s ừ d ụ n g c h o bãi lọ c nhân tạo d ò n g ch à y ngang.

ủ y ban C hâu  u cũng ban hành tài liệu hướng dẫn thiết kế xây dựng hệ thống x ử lý nước thải trong điều kiện tự nhiên ( 2001 ), trong đó có hạng mục riêng về bãi lọc nhân tạo. T heo tài liệu hướ ng dẫn này, diện tích công tác của bãi lọc được lựa chọn theo dạng và m ức độ ô nhiễm của nước thải. Đối với các yếu tố vật lý và các kích thước của hệ thống, tài liệu có hư ớ ng dẫn lựa chọn số đơn nguyên, độ dốc, vật liệu, cây trồng. N goài ra các yếu tố về điều kiện địa hình, vận hành, các ưu điểm và hạn chế về kỹ thuật cũng được đề cập tới.

75


B ã i lọc nhân tạo dòn g chảy đứ n g Trong bãi lọc nhân tạo dòng chảy ngang thường c ó những vùng đ ấ t bão hoà nước, tại đó hàm lượng ôxy thấp, khả năng nitrat hóa tại những vùng này bị hạn c h ế nên bãi lọc thường đòi hỏi có diện tích lớn. Đ ể tăng k h ả năng truyền dẫn ôxy đến các tầng đất, m ột

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. V ì những vật liệu này không bão hoà nước nên những hệ thống dòng chảy đứng có khả năng truyền dẫn ôxy cao hơn. N hững bãi lọc nhân tạo dòng chảy đứng đòi hỏi diện tích nhỏ hơn, có k h ả 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. M ột vài các nước châu  u như Áo, Đ an M ạch, Pháp, và Đ ức đã ban hành các tài liệu hướng dẫn chính thức về thiết k ế 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 bom ; lớp cát lọc; m ột hệ thống phân phối nước trên bề m ặt 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 m ặt 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 hộ thống hoạt động với công đoạn xử lý sơ bộ nước thải chỉ hạn c h ế loại bỏ những vật lớn có

i>

Xử lý sơ bộ

1 i 1

i

thống này đòi hỏi phải có diện tích bãi lọc

í

!

lớn hơn và hoạt động cũng khác các hệ

kích thước hơn 2m m , nhưng những hệ

y

thống truyền thống.

1

1

1 1

1 l

1 - .....“ 1 L,---------^ S ---T Í

1 1

1 1 1 1 1

............ n

1 1 Li----------

1----------p 3-------

H ì n h 4 .1 3 . S ơ đ ồ c ấ u tạ o b ã i lọ c n h â n tạ o

Nước thải đã xử lý sơ bộ được phân phối

dòn g ch áy đứng.

trên bể m ặt của bãi lọc có cấy trồng thực vật (hình 4.13). Các chất ô nhiễm được xử lý bởi các v s v phát triển trong lớp cát lọc và các chùm rễ cây. Đ iều quan trọng là lớp vật liệu lọc không được bão hoà hoặc ngập nưóe để đấm bảo khả năng duy trì mức độ ôxy cao trong lớp vật liệu lọc [Brix và Schierup, 1990]. Lau sậy

( P h r a g m ite s a u s t r a lis )

là thực v ật thường được dùng để gieo trồng, tuy nhiên

các loại thực vật khác có khả năng chịu được m ôi trường nước thải cũng có thể được sử dụng. Chức năng chính của thực vật là không làm hệ thống bãi lọc bị tắc. N ếu như hệ thống bãi lọc được xây dựng ở các vùng ôn đới thì sự có m ặt của thực vật cũng giúp cho hệ thống không bị đóng băng vào m ù a đông [Brix, 1994, 1997]. Sau khi thấm qua hệ thống lọc, nước thải đã xử lý được thu bởi hệ thống ống thoát có thông k h í b ố trí ở dưới đáy lớp vật liệu lọc. Đ ể tăng cường k hả 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 k h ử nitrat và ổn định hoạt động của hệ thống.

76


Độ sâu thông thường của hệ thống lọc tối thiểu là l,4 m bao gồm tầng thu nước tối thiểu 0,2 m gia cố bằng đá cuội, sỏi thô; lớp vải địa kỹ thuật; l , 0 m cát lọc, và trên cùng là m ột lớp phủ bề m ặt 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 ló t bằng m àng chống thấm dày ít nhất 0,5m m . M àng chống thấm đựơc bảo vệ bởi hai lớp vải địa kỹ thuật trên và dưới. Tầng thu nước có bô trí hệ thống ống thu nước được gia cố phía trên bằng sỏi thô (Ộ8 -ỉ-16 m m ). Các ống thu nước được nối m ột 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 4.14) để thông

khí cho hệ thống thu nước và lớp vật liệu lọc.

Bọc chống thấm H ì n h 4 .1 4 . M ặ t c ắ t đ ứ n g b ã i lọ c d ò n g c h ả y đ ứ n g .

H ì n h 4 .1 5 . Đ ồ th ị c ỡ h ạt d ù n g lự a c h ọ n vậ t liệ u b ã i lọ c n h â n t ạ o d ò n g c h ả y đ ứ n g .

V ật liệu lọc có thể là cát với d |0 từ 0,25 đến 1,2 m m ,

từ 1 đến 4 m m , và hộ số

đồng nhất (U = d 60/d |0) cần nhỏ hơn 3,5 (hình 4.15). Tỷ lệ tạp chất trong vật liệu lọc như các thành phần đất sét và phù sa (cỡ hạt nhỏ hon 0,125m m ) phải thấp hơn 0,5% . Trong thực tế, chỉ sử dụng cát đã được rửa. Chiều sâu công tác tối thiểu là l,0 m , và bể m ặt bãi lọc cần san phẳng. Để cát lọc không trôi xuống tầng thu nước, cần b ố trí lót ngăn cách

77


giữa hai tầng bằng m ột lớp vải địa kỹ thuật m ở hoặc bằng m ột lớp cuội sỏi đ ể 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 m áy m óc hạng nặng trên nền bãi lọc trong quá trình thi công xây dựng. Nước thải được phân phối đều trên bề m ặt bãi lọc bởi hộ 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 4- 0,7m. Đ iều quan trọng là toàn bộ hệ thống hoạt động dưới áp lực trong m ột khoảng thời gian đủ dài để đảm bảo sự phân phối đều nước trên toàn bộ bề m ặt 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 bơm hoạt động thông thường vào khoảng 8 -r 12 lần m ột ngày

và khi nưóe được

tuần hoàn lại trong hệ

thống thì tần suất có thể tăng đến 16 -ỉ- 24 lần m ột ngày. Nếu cần thì hệ thống ống phân phối có thể được chống băng giá bằng m ột lớp vỏ bào gỗ hoặc vỏ sò đặt trên bề m ặt (hình 4.16). Tác độ n g m ôi trường Trong bảng 4.6 trình bày tóm tắt những điều cần chú ý để giảm thiểu các tác động của bãi lọc. Các kim loại nặng và các hợp chất hữu cơ có thể lưu lại trong hệ sinh vật

Lớp đá phủ

Lớp vỏ bào gỗ hoặc vỏ sò

Cát lọc

thông a u a quá trình tích tụ sinh học và cuối cùng đạt ngưỡng độc hại không nên thải ra ngoài m ôi trường. C ác chất

Tầng thu nước với hệ thống ống thoát

rắn lơ lửng và BO D trong nước thải cần được xử lý sơ bộ nhằm đảm bảo mức độ ôxy hoà tan thích hợp trong các bãi lọc. Các chất ô nhiễm có nhu cầu tiêu thụ ôxy cao trong quá trình phân hủy sẽ tạo ra các điều kiện kỵ k h í không tốt

Vải địa kỹ thuât Mảng chống thấm Vải địa kỹ thuật

H ì n h 4 .1 6 . C h i tiết c á c tầng lọ c tro n g b ã i lọ c d ò n g c h ả y đứng.

cho đời sống thủy sinh. V iệc tạo ra các bãi nổi trong hệ thống cũng làm tăng sự đa dạng về các loài chim . 'N hững vùng nước sâu sẽ làm tăng thời gian lưu nưóc và khả năng xử lý nước củ a hệ thống, đồng thời cũng sẽ cung cấp m ôi trường sống tốt cho cá. C ác vùng nước h ở không nên kết nối với nhau theo m ạch của dòng chảy m à nên b ố trí xen kẽ với những vùng nước nông được trồng cây dày đặc. Sự đa dạng của các loài thực vật trong bãi lọc cũng ảnh hưởng đến sự đa dạng của các loài động vật và vì vậy ảnh hưởng đến đời sống hoang dã của bãi lọc. K hông nên thực hiện các biện pháp quản lý m ang tính can thiệp nhân tạo để loại bỏ m ột số loài thú có hại. Nên thực hiện các biện pháp tự nhiên có hiệu quả như nuôi cá bắt m uỗi để diệt m uỗi. Sự tiếp cận của con người với bãi lọc và sự chuẩn bị cũng như cung cấp thông tin là rất quan trọng để đảm bảo công chúng có hiểu b iết về bãi lọc và tác dụng củ a chúng.

78


C ác vấn đ ể có th ể nảy sinh C hất lượng nước và môi trường sống ở bãi lọc nên phù hợp với m ột số sinh vật có thể kiểm soát trứng m uỗi m ột cách tự nhiên như cá và các côn trùng khác. N gãn ngừa khả năng tiếp cận đến những vùng có các loài bò sát độc như rắn độc và cá sấu. Các sự cố

ngoài m ong muốn (chết đuối) cũng là một vấn đề có thể xảy ra ở những vùng nước sâu. C hính vì vậy m à các lối đi trên vùng nước sâu ncn có lan can bảo vệ. K hông nên tiêu thụ cá và động vật hoang dã từ các bãi lọc. 4.2.9. T h ự c v ậ t tro n g bãi lọc Phần lớn thực vật thủy sinh ở các bãi lọc là các loại thực vật vĩ m ô (m acrophytes) bao gồm các loại cây sống dưới nước như thực vạt hạt kín, bèo, rêu nước và m ột 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. C húng 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 4.17), được phân loại theo hình thức sống và phát triển [Brix và Schierup, 1989; Cronk và Fennessy, 2001; W etzel, 2001]: Bảng 4.6. Các vấn đé cần lưu ý nhầm giảm thiểu ảnh hưởng của bãi lọc tói mỏi trường xung quanh

Lưu ý về chất lượng nước: • X ử lý s ơ bộ các c-hất hữu cơ và kim loại

=> Tránh ảnh hưởng đ ộc hại lên hệ sinh vật;

đ ộc hại;

• X ử lý sơ bộ nước thải có nồng độ BOD cao;

=> Tránh tình trạng thiếu hụt ô x y lớn trong hệ thông;

• D uy trì ô x y hoà tan (lớn hơn không).

=> Cung cấp điều kiện sống tốt cho hệ sinh vật.

Lư u ý về môỉ trường sóng: • Tạo ra sự đa dạng về các yếu tố vật lý;

=> Tăng cường sự đa dạng về m ôi trường;

• K ết hợp b ố trí các vùng nước sãu;

=> Tăng cường xáo trộn, tăng thời gian lưu nước và cung cấp m ôi trường sốn g lâu dài c h o cá;

• Kiểm soát mực nước;

=> Kiểm soát sự tăng trưởng của thưc vật;

• Bố trí các vùng đất nổi trên diện tích

:=> Cung cấp nơi ẩn náu ch o cá c loài chim và

mặt nước;

bò sát;

• Tạo ra các khu vực có thể làm tổ;

=> Tăng số lượng nơi c ó thể làm tổ;

• Cần trồng các loại thực vật da dạng;

=> Tạo khả năng thích nghi tối ưu hơn ch o các loài động vật;

• Kết hợp các kết cấu đứng (như cỏ, bụi câ y và câ y cao);

=> Tạo sự da dạng về m ôi trường sống, trú ngụ và làm tổ;

• Kết hợp sự đa dạng theo chiều ngang như cá c vùng đất khô, nước nông và sâu;

=> Tạo sự đa dạng về m ôi trường sống;

• Kiến tạo các dải bờ đắp đa dạng, không

=> Cung cấp sự che phủ và ch iều dài d ọc theo bờ dài hơn.

định hình.

79


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; • Khuyên 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.

N guồn:

Thu hút công chúng;

=> Tạo cho công chúng tiếp cận với môi trường đẩm 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 vể 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.

Knight, 1997.

1. Thực vật nôí trên mặt nước

2. Thực vặt sống tròi nổi trẻn mặt nước

H ì n h 4 .1 7 . C á c lo à i th ự c v ậ t n ư ớ c đ iể n h ìn h , ( a ) c â y s ậ y ; ( b ) c â y l a u ; ( c ) c ỏ n ế n c ó lá r ộ n g ; (d ) c â y h o a sú n g ; (e ) c ỏ n ư ớ c n g ọ t; ( f ) r a u m á ; ( g ) b è o lụ c b ìn h ; ( h ) b è o tấ m ; ( i ) c ổ lá q u ă n ; ( j ) c ỏ m ộ t h o a . N g u ồ n : B r i x v à S c l ĩ ie r u p , 1 9 8 9 .

3. Thực vật sống chìm dưới mặt nước 1 i)>

80

ỉ)


ỉ . T h ự c v ậ t n ổ i trê n m ặ t n ư ớ c :

là loại phổ biến ở vùng đầm lầy, m ọc khoảng 50 cm

dưới m ặt đ ấ t và tới độ sâu của nước khoảng 150 cm hoặc lớn hon. Nói chung, chúng có thân và lá m ọc trên m ặt 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 tãng khả năng vận chuyển ôxy xuống hệ rễ. 2. T h ự c v ậ t s ố n g t r ô i n ổ i trê n m ặ t n ư ớ c : bao gồm các loài có rễ mọc ả tầng đáy nông

và những loài sống trôi nổi trên m ặt nước. 3 . T h ự c v ậ t s ố n g c h im d ư ớ i n ư ớ c :

có các m ô quang hợp hoàn toàn chìm dưới nước

nhưng thường có hoa nổi trên m ặt nước. 4.2.10. V a i tr ò củ a th ự c v ậ t tro n g bãi lọc Vai trò quan trọng nhất của thực vật trong chức năng X LN T 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 v s v . Sự trao đổi chất của thực vật (sự hấp thu, thải k h í ô x y ,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, m ôi trường sống cho các loài thú hoang dã. Bảng 4.7 tóm tắt các vai trò cơ bản của thực vật trong bãi lọc nhân tạo: Bảng 4.7. Các vai trò cơ bản của thực vật trong bãi lọc nhân tạo Các bộ phận của thực vật N hững m ô nổi trên mặt nước

Vai trò trong xử lý • Giảm ánh sáng —►giảm sự phát triển của các phiêu sinh vật; • Ảnh hưởng đến khí hậu tại khu vực —> cách nhiệt về m ùa đông; • Giảm sức g ió —* giám nguy cơ xáo trộn; • Tạo cảnh quan đẹp; • Tích tụ chất dinh dưỡng.

N hững m ô chìm dưới nước

• Có tác dụng lọc —> lọc các vật thể trong dòng nước thải; • Giảm tốc độ dòng chảy —> íãng tốc độ lắng đọng, giảm nguy cơ xáo trộn; • Cung cấp bề mặt dính bám ch o các m àng sinh học; • N hả khí ô x y thông qua quá trình quang hợp —►tăng cường quá trình phân hủy hiếu khí; • Tiêu thụ chất dinh dưỡng.

R ễ và thân rễ

trong lớp bùn

• G ia c ố 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; • T iêu thụ chất dinh dưỡng; • Làm phát sinh các chất kháng sinh.

Nguồn: Brix, 1997

81


Đ ặc tính vật lý Sự có mặt của thực vật trong các bãi lọc làm giảm tốc độ dòng chảy [Pettecrevv và Kalff, 1992; Somes và cs., 1996], tạo ra điều kiện tốt hơn cho quá trình lắng đọng các chất rắn, giảm nguy cơ sói m òn 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 và W ach, 1990]. Thực vật bao phủ bãi lọc giống như tấm m àng sinh học ngăn giữa không khí và đất ẩm hoặc bề m ặt nước tạo ra sự khác biệt có ý nghĩa của nhiều thông số m ôi trường. Giảm tốc độ gió gần m ặt đất hoặc m ặt 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 m ặt nước là giảm khả năng làm thoáng trong nước. Các tán lá thực vật ngăn khả năng truyền ánh sáng m ặt trời, làm cho quá trình sinh sôi của tảo dưới tán cây bị chậm lại. Đ ối với các vùng khí hậu ôn đới, cây cỏ có thể giữ cho đất khỏi bị đóng băng khi có tuyết bao phủ vào m ùa đông. C ác tác độn g đến k h ả n ăn g tru yền dẫn th ủ y lực tro n g đ ất 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 đo sự phát triển của rễ cây và thân rễ. Tuy nhiên, sự có m ặt 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 (hình 4.18). Sự phát triển của rễ cây và sự chuyển động của thân cây dưới tác dụ n g của gió làm tăng khả năng thấm nước của đất.

Hình 4.18. Bãi ổn định bùn cặn dòng cliảy đứng.

82


Tạo bê 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 m ặt dính bám cho sự phát triển của màng sinh học (M SH) cấu thành từ các loài tảo quang hợp và các v s v . Những MSH này và các MSH bám trên bề m ặt các vật liệu khác trong bãi lọc bao gồm cả các m ô thực vật đã chết, là nơi diễn ra hầu hết các quá trình xử lý sinh học trong bãi lọc. S ự 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. M ột vài loài hấp thụ qua thân cây m ọc dưới nước và lá từ m ôi trường nước xung quanh. Vì các thực vật trong bãi lọc thường phát triển rất tốt nên có m ột lượng đáng kể các chất dinh dưỡng trong phần sinh khối m ới 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 K gP/ha.năm 200 đến 2500K gN /ha.năm [Brix và Schierup, 1989; G um bricht, 1993, B rix; 1994]. N ếu như không được thu hoạch thì lượng dinh dưỡng trong thực vật sẽ phân hủy và trở về với nước. C u n g cấp ôxy qua r ễ cây Thực vật trong bãi lọc thải ôxy qua bộ rễ (hình 4.19). Các loài thực vật thân rỗng với hệ thống khí đối lưu bên trong có nồng độ ô xy tích tụ bên trong thân và rỗ cây cao hơn các loài chí dựa vào sự trao đổi ôxy

khuếch tán [A rm strong và A nnstrong, 1990]. D òng khí đối lưu làm tăng dáng kể độ dài có khả năng làm thoáng của rỗ so với độ dài làm thoáng theo cơ ch ế khuếch tán [Brix, 1994]. Vì vậy thực vật thán rỗng với cơ c h ế dòng khí đối lưu có tiềm năng giải phóng ra nhiều ôxy từ rễ hơn là các loài không có cơ ch ế này. Ô xy được giải phóng ra từ đầu rẻ có tác dụng ôxy hóa và khử độc các chất có hại có trong hệ thân rễ. N goài 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).

H ìn h 4.19. ô x y thoát ra từ r ễ câ y lau. C h ỉ thị m àu xanh m eth yì xung quanh biểu thị s ự p h á t th ả i ô x y từ r ễ cây.

83


H ì n h 4 .2 0 . B ã i lọ c trồ ng c â y d o ng riề n g (ca n n a lilies)

C ác 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 chim hoặc bò sát. Thực vật cũng có vai trò quan trọng đối với m ôi trường và có giá trị kinh tế như là hoa quả, thực vật năng lượng sinh học, thức ăn gia súc và thẩm m ỹ (hình 4.20). Vì các bãi lọc nhân tạo sử dụng cho m ục đ ích 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 . V iệc lựa chọn nuôi trồng loại cây nào có thể m ang lại giá trị lợi nhuận còn phụ thuộc vào các yếu tô' như chất lượng nước, điều kiện sức khoẻ, k h í hậu và giá trị kinh tế. 4.2.11. T rồ n g cây Phần này chỉ giới thiệu về các loài cây lau, sậy là các loại thực vật được dùng phổ biến nhất trong các bãi lọc ở châu Âu. Các kỹ thuật và lưu ý có thể áp dụng tương tự cho các loại cây khác. C ác thông tin sau được trích từ các kết quả thực nghiêm ở A nh [Cooper và cs., 1996], từ các tài liệu [H aslam , 1971, R odew ald-R udescu, 1974; V éber, 1978; W eisner và E kstam , 1993] và từ các nghiên cứu khoa học đ ã thực hiện tại Đ an M ạch và các nước châu  u khác. Có thể cấy trồng lau sậy trong các bãi lọc theo bốn cách sau: ỉ . T r ồ n g th â n c â y :

C ác đoạn thân cây đứng hoặc nằm hoặc cụm thân cây được cấy

trồng thành luống theo m ột kiểu nhất định (kĩ thuật cấy thân). 2. C ắ t th â n :

Sử dụng để tạo các loại cây giống thân rễ trong nhà kính phục vụ cấy

trồng, hoặc cắt thân cây trực tiếp tại luống. Đ ây là kỹ thuật cắt tỉa thân cây để phát triển hệ rễ trong đất.

84

3 . ư ơ m h ạ t:

ươm hạt trong nhà kính và sau đó cấy trồng sang các bãi lọc.

4 . G ie o h ạ t:

gieo trực tiếp xuống đất tại các bãi lọc.


L ấ y h ạ t g iố n g từ tự nhiên V iệc lấy hạt giống từ tự nhiên phụ thuộc vào từng vùng. Hạt dùng để nhân giống có thể được thu lượm từ cuối tháng mười đến tháng ba năm sau hoặc m uộn hơn. Tuy nhiên, hạt thường rụng trong suốt m ùa đông nên thời gian thu lượm hạt tốt nhất là vào cuối tháng m ười m ột. H ạt giống có thể được lưu giữ tại nơi khô mát trong vài năm m à không bị thoái hoá. S ự n ảy m ầm của h ạt cây lau sậy Số hạt có thể nảy mầm dao động từ khoảng 2 đến 96% [Haslam, 1973]. H ạt tươi cần được làm lạnh và cất giữ trong điểu kiện nhiệt độ

5°c trong vài tháng để tăng cường khả năng nảy

m ầm . Hạt nảy mầm tốt nhất trên đất bùn hoặc giấy lọc ẩm trong điều kiện phòng thí nghiệm, với nhiệt độ ban ngày và đêm là 30°c/20°c [Haslam, 1973; Cooper và cs., 1996]. T rồn g từ th ân rễ T hân rễ đứng hoặc nằm có ít nhất m ột chồi có thể được trồng trực tiếp tại luống. Kỹ thuật này có thành công hay không còn phụ thuộc vào giai đoạn phát triển của chồi và m ức độ bị hại trong quá trình lấy giống và cấy trồng [Véber, 1978]. T rồn g từ th án cây cắ t ra C ác đoạn cắt từ thân cây cũng có thể được trồng trực tiếp tại bãi lọc trong điều kiện đất bão hòa nước vào khoảng giữa tháng 5 với tỷ lệ sống sót là 35% . C ách này tránh được chi phí ươm trong nhà kính và giảm thiểu được các công đoạn phải m ang cây đi cấy trồng. Các đoạn cắt từ thân cây phải dài ít nhất hai đốt nhưng không nên lấy đốt non để trồng. V iệc tỉa lá trên thân cây cũng làm tăng tỷ lệ thành công. T rồ n g cây đ ã ươm C ây ươm dễ trồng hơn cấy thân rễ, không bị chết, tất cà các cây ươm đều ra rễ trong m ùa đầu tiên và lớn nhanh hơn. Hiện nay trồng cây ươm là kỹ thuật được sử dụng rộng rãi n hất ở Bắc  u. M ật độ cấy trồng thường là 4 cây /rrr (hình 4.21).

Hình 4.21. Trồnq cáy ươm trên bãi lọc ổn định bùn cặn. 85


G ieo h ạ t trực tiếp Trên lý thuyết thì các bãi lau, sậy có thể được trồng trực tiếp từ hạt với diộn tích rộng là phương pháp khả thi nhất. Tốc độ phát triển của cây trồng từ hạt cũng nhanh tương đương so với trồng từ cây ươm hoặc cấy thân rễ. H ạt có thể nảy m ầm trên cánh đồng vào khoảng giữa tháng năm và tới m ù a thu m ỗi cây có thể m ọc dài 140 cm . Trên thực tế, việc trồng từ hạt sẽ kh ó hơn nếu như kh ô n g có sự chuẩn bị đ ất và chăm sóc tốt sau đó. L uống đất phải được giữ ẩm và nếu có thể thì phải được che phủ bằng tấm nilông hoặc nhựa trong để hạt có th ể nảy m ầm và phát triển tốt hơn. V iệc cung cấp nước và chất dinh dưỡng đủ trong suốt quá trình trồng cây là rất cần thiết vì m ầm cây dễ bị ảnh hưởng bời các điều kiện đất khô và thiếu chất dinh dưỡng. C húng cũng không chịu được lũ, sương, độ m ặn cao, bóng râm và đ ất khôn g thoáng k h í [H aslam , 1971; H aslam , 1973; W eisner và cs., 1993; W eisner và E kstam , 1993; C ooper và cs., 1996]. S ự chăm sóc và q u ả n lý Bón phân:

cây cần được bó n phân ngay khi được trồng trên vật liệu sỏi, cát nếu nước

thải chưa được cấp ngay vào hệ thống.

H ì n h 4 .2 2 . C h e sư ơ n g b ằ ng v ỏ b à o tro n g b ã i lọ c d ò n g c h ả y đứng. Làm hàng l à o :

đặc biệt ở những vùng nông thôn thiếu các bãi cỏ xanh thì vào mùa

xuân lau sậy non là thức ăn ưa thích cho dê và thỏ. V ì vậy cần thiết phải làm hàng rào bảo vệ cho cây. Làm cỏ:

cỏ phải được nhổ sạch thường xuyên trong hai năm đầu (xem phần sau)

C h e sư ơ n g :

sương có thể làm chết rất nhiểu chồi non. Đ ể tránh hư hại do sương việc

trồng thân rễ hoặc cây ươm nên b ắt đầu vào cuối th án g năm hoặc đầu tháng sáu. Đ ối vớ. các bãi lọc dòng chảy đứng nên b ố trí hệ thống phân phối nước k ế t hợp che sương (hình 4.22).

86


V ận h à n h và bảo dưỡng K h ở i đ ộ n g hệ thốn g C ũng giống các hệ thống sinh học khác, các thành phần trong bãi lọc cần phải thích nghi trước khi có thể X LN T đạt hiộu suất cao và ổn định. Khi hệ thống đ ã được xây dựng xong, việc đầu tiên là phải kiểm tra các bộ phận điểu 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 hóa học khắc nghiệt trong hộ thống do nước thải gây nên. Đ iều này có thể ảnh hưởng đến thực vật và sự phát triển của m àng sinh vật. Làm cỏ Trong nhũng 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 [W eisner và cs., 1993]. V ì vậy, các luống cây nên phẳng hoặc gần phẳng, để sao cho khi cao độ nước dâng khoảng 30cm thì có thể tràn luống. V ấn đề về cỏ dại có thể được hạn chế trong giai đoạn ban đầu nếu trồng cây trên sỏi. B ảo dư ỡng thư ờng xuyên K iể m s o á t m ự c n ư ớ c :

như đã giải thích tại phần trên, không nên để các cây non bị ngập

nước quá sâu [W eisner và cs., 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 p h í Bãi lọc nhân tạo thưòng 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 xAy 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: • Đ ất. • Đ ào đất. • Be bờ và chống thấm . • T rổng cây. • V ật liệu và đất trồng. • H ệ thống kiểm soát thủy lực (phân phối và thu). • C ác chi phí khác (làm hàng rào, làm đường vào, biển báo .. .)• • C ác vấn đề chi tiết về chi phí sẽ được giới thiệu trong chương 10. C h ì p h í đầu tư Chi ph í 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.

87


Chi p h í vận hành và bảo dưỡng G iống 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 d ịch bệnh, cắt tỉa cây, tạo thẩm m ỹ, biển báo, làm hàng rào. ứ ng dụng Bãi lọc nhân tạo có thể xử lý m ột số loại nước thải, bao gồm : • Nước thải sinh hoạt; • Nước thải nông nghiệp; • Nước từ m ỏ axit; • Nước thải công nghiệp; • Nước m ưa 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 k ế để xử lý theo thành phần chất ô nhiễm và tiêu chuẩn thải cụ thể. C hính vì vậy m à việc thiết k ế hệ thống thường phụ thuộc vào các điều kiện cụ thể củ a khu vực và đối tượng cần xử lý. M ộ t sô n g h iê n cứ u đ iể n h ìn h X ử lý nước th ả i sinh h o ạ t tạ i U ggerhalne (Đ an M ạch) M ô tả :

là m ột trong số những bãi lọc trồng sậy dòng chảy ngang đầu tiên được xây

dựng tại Đ an M ạch sau khi phương pháp "vùng-rễ" được công b ố vào đầu những năm 80 [Brix, 1994]. T hiết k ế chủ yếu dựa vào ý tưởng củ a người Đ ức [K ickuth, 1981]: sử dụng hệ thống rễ của cây sậy làm tăng sự truyền dẫn thủy lực của đất để nạp tải thủy lực trong ba năm ; đất có chứa tối thiểu 20% thành phần sét có thể loại bỏ phôtpho rất tốt. Đ ại lý của K ickuth ở Đ an M ạch đã thiết k ế hệ thống này. Bãi lọc trồng sậy đ ã được xây dựng tại U ggerhalne, phục vụ m ột khu dân cư nhỏ ở Bắc A alborg, Đ an M ạch. Tại khu vực chí

có những cơ sở công nghiệp nhỏ như chứa, nạp bình khí đốt ... nối với hệ thống thoát nước chung tiếp nhận nước m ưa và nước thải sinh hoạt. H ệ thống được thiết k ế để xử lý bậc hai nước thải với quy m ô phục vụ 400 dân (dân số tương đương). Bảng 4.8. C hất lượng nước sau bãi lọc nhân tạo U ggerhalne. Thông số i Lưu lượng dòng chảy: Trong mùa khô Trong mùa mưa Nhiệt độ pH ' BOD5 (đã điều chỉnh) Bùn lắng được (2 giờ) I TSS 88

Ba năm đẩu

Sau ba năm

< 150 m /ngđ < 15,5 m3/giờ < 10 L/giây < 30°c 6,5 - 8,5 40 mg/L 0,5 mL/L 30 mg/L

< 150 m3/ngđ < 15,5 m3/giờ < 10 L/giây < 30 c 6,5 - 8,5 10 mg/L 0,5 mL/L 15 mg/L


T h ờ i g ia n x â y d ự n g : H o ạ t đ ộ n g : th ả n g C h ỉ p h í:

tháng 8- 11 năm 1985;

11 nãin 1985-2001.

khoảng 1 triệu DKr (1985) tương đương u s $ 150.000 (U S$375/người)

M ỏ tả q u á t r ì n h :

nước thải được xử lý sơ bộ trong bể lắng và sau đó được bơm lên

mương phân phối h ở dài 80m. Sau khi chảy qua bãi lọc trồng sậy, nước được thu qua

mương sỏi, thoát ra bằng ống đặt dưới đáy mương và xả ra nguồn tiếp nhận. K íc h th ư ớ c :

hệ thống bãi lọc bao gồm một đơn nguyên dài 33m , rộng 80m , diện tích

m ặt bằng 2.640m2 (tương ứng với 6,6 nr/ngư ời), chiều sâu của bãi là 0,60 H- 0,65 m; độ dốc là 1,2 %. Bảng 4.9. Sô liệu trung bình hàng năm về hoạt động của bãi lọc Uggerhalne. Năm 1986 ỉ 987 198 8 1989 1990 1991 1992 1993 1994 199 5 1996 ỉ997 1998* 1999 2000 2001

n

Vào

Ra

35

1 10

3 8 ,4

207

113 89 127

12,9 13,1 7 ,4 8,(S

245

10 12 10 8

42 53 34 46 33

244

100 70

9 7

50 27

7 8

90 39

6

52 39

13 11

10 4 7

39 66

5 5

42 66

1986 198 7 1988

13 11 10

1989 1990

12 10

1991 19 9 2 19 9 3

8

19 9 9

200Ơ 2001

BOD,

|m m /n g đ |

Năm

1994 19 9 5 1996 19 9 7 1998*

COD

TSS

q

9 7

103 179 219 165

7,1 6 ,0 5 ,9

232 125 148 ISO 158

5,1 6,1 6 ,8 5,3

Vào

Vào

Ra

78

89

3 3 ,8

110

99 99

16 ,2

Ra

314 215 140

46 30

450

24

403

77

408 377

164 120 224

10,1

159 225 193

3 ,3 4,8

176 150 18 4

3 ,9 9 ,5

77 135

6.4 7 ,7

330 1X6

93 65 63 47

16,2

MI

72

11 5 82 106

151

2 3 ,4

292

75

111

Tổng-N

q

14,2

NH ,-N

5 ,9 5 ,0

7 ,0

4 ,5 6,0 3,1 7 ,0 5 ,2 T ổng-P

|m m /n g đ |

Vào

Ra

35

2 7 ,9 28,3 2 6 ,8

2 3,2 2 0,3 2 0 ,X

9,1 8,8

3 7,2 29,1

2 0.3 18,6

27 ,0

1.5,0

12,1 6,7

7,1 7 ,8 4,0

2 4 ,0

14.0

12,0 3 3 ,2

3 ,7

2,1

9 4 .0

31 ,0

2 8 .6

18,2 12,6 14,2

9 ,0

7,0

42 53 34 46 33 50 27

Vào

7 8 6 10

90 39 52

3 5 ,6

2 3 ,0

39

38,7

4 7 5 5

39 66 42 66

20.2

2 2 ,5

16 8

16,1

11,5

13,5 2 0 .9 2 4 ,9 28,1 17,3 9 ,7

30,0 25,0

20.3

21.2

18,4

16,7

Ra

Vào

Ra

7,3

6 ,2 6 ,5

13,6

11,6 15,6

8 ,3

7,1

13*6

9,8

12,5 8,5 14,0 12,5

4,8

6,6 4,8 3,2 5,5

3,3 6,6 4,9

4,3

n: số lượng mẫu; q: tải lượng thùy lực; tất cả các nồng độ được tính bằng mg/L; * Tháng một -ỉ- tháng bảy.

89


V ậ t liê u :

như nhà thiết k ế m ô tả, vật liệu là đ ất nhập khẩu với 20% đất sét và đất hữu

cơ trộn với tỷ lệ 2:1. Tuy nhiên việc phân tích đất thực tại bãi cho thấy có 25% phù sa và 75% cát [Schierup và cs., 1990]. T hành phần hữu cơ của đất là 5,9% ; thành phần (khô) của nitơ (total-N ) là l,7 1 m g /g ; phôtpho (total-P) 0,34 m g/g, sắt (Fe) 8,6 m g/g, canxi (Ca) 2,9 m g/g, và nhôm (AI) 9,4 m g/g. Cây:

sậy nhập khẩu từ Đ ức, được trồng vào tháng 11, 1985

C h ố n g th ấ m :

2-m m H D PE

M ương phân ph ối nước vào: M ư ơ n g th u n ư ớ c r a : T iê u ch u ẩ n x ả :

m ương h ở có sỏi dưới đáy.

m ương có đầy sỏi với ống thoát PV C 145 m m .

hệ thống bãi lọc không đáp ứng tiêu chuẩn xả tro n g thời gian vận

hành ba năm đầu (1986-1988), vì đó là thời gian cần thiết cho cây m ọc (B ảng 4.8). H oạt động:

hoạt động của hệ thống được kiểm tra 6 -ỉ- 12 lần m ột năm , các m ẫu nước

đầu vào và ra được lấy m ẫu 24 giờ. M ẫu đầu vào được lấy sau khi để lắng; C ác số liệu nêu tại bảng 4.9 chỉ bao gồm các số liệu chất lượng nước từ bãi lọc sau khi sậy đã phát triển ổn định. Các số liệu nêu ở bảng 4.8 cho thấy chất lượng nước sau b ãi lọc luôn đạt tiêu chuẩn xả trong suốt quá trình hoạt động. Tuy nhiên hiệu suất xử lý N và p còn thấp (khoảng 30% ) và nước sau xử lý không được nitrat hoá. H ệ th ố n g b ã i lọc nhân tạ o d ỏ n g ch ả y đ ứ n g cho m ộ t h ộ gia đ ìn h : M o seh u set (Đ an M ạch) M ô tả :

hệ thông bãi lọc nhân tạo dòng chảy đứng được sử dụng bao gồm hệ thống xử

lý sơ bộ (m ột bể lắng 2 m 3), tầng lọc cát sỏi sâu lm được trồng lau sậy. H ệ thống còn có các giếng bơm công suất hộ gia đình, g iến g bơm tuần hoàn vận hành tro n g m ộ t vài năm đầu, có thêm m ột giếng lọc phôtpho bằng vật liệu kho án g canxi. Sau đ ó do hiệu suất khử p không đạt yêu cầu nên m ột hệ thống định lượng hoá chất được lắp thêm . Hộ thống bơm nước tuần hoàn nhằm tăng cường k h ả năng xử lý hoàn toàn n itơ thông qua quá trình khử nitrat và nhằm giảm nồng độ các chất ô nhiễm thường có trong nước thải sinh hoạt gia đình khi không được pha loãng bởi nước m ưa. H ơn nữa việc sử d ụ n g các dụng cụ tiết kiệm nước trở n ên phổ biến làm nồng độ các chất ô nhiễm tro n g nước thải khá cao. D iện tích m ặt bằng cần thiết tính th eo đầu người đối với hệ thống loại này khá nhỏ, theo công b ố của m ột số tác giả thì vào khoảng 1-2 m 2 [Cooper, 2001; C ooper, 2003; Brix, 2003; A rias và cs. 2003]. D iện tích m ặt bằng tính theo tỷ lệ nêu trên đủ để giảm BO D tới nồng độ thích hợp, và nitrat hoá, thậm c h í giảm tổng n itơ đáng kể (hình 4.23). Thời gian xây dựng: tháng 5 năm 2002. H oạt động : từ tháng 5 năm 2002. Chi p h í : khoảng 30.000 K r Đ an M ạch, khoảng u s $ 4 .000 (2002), u s $ 800/người. M ô tả quá trình: sau khi đựơc xử lý sơ bộ, nước thải được cấp theo ch u kỳ lên bề m ặt của bãi lọc vuông sâu lm . Bãi lọc được thông k h í bằng ống <ị)50mm nối với hệ thống thu

90


nước ở dưới đáy. Bãi lọc được cách nhiệt bằng m ộ t lớp vỏ bào dày 15cm phủ trên ống phân phối. Nước thải ngấm qua tầng vật liệu không bão hoà, tại đây các ch ất hữu cơ được xử lý bởi quá trình phân hủy sinh học hiếu khí, am ônia được nitrat hoá. Nước được thu hồi vào các ống thu b ố trí tại đáy bãi lọc và được tuần hoàn (với tỷ lệ 1/ 2 ) trở lại bể lắng để tăng cường quá trình khử nitrat. N ước sau xử lý được xả vào hồ chứa nhân tạo xây dựng cùng với hệ thống bãi lọc [Johansen, và cs. 2002]. Trên hình 4.24 IĨ1Ô tả chi tiết

H ìn h 4 .2 3 . B ã i lọ c trồ n g s ậ y d ò n g c h ả y đ ứ n g sa u th ờ i g ia n v ậ n h à n h m ộ t th á n g . P h ía x a là h ồ c h ứ a n ư ớ c t ìĩả i s a u x ử lý .

mặt bằng hệ thống bãi lọc. V ì nồng độ phôtpho trong nước sau lọc không đáp ứng tiêu

ch u ẩn cho phép, nên vào cuối năm 2004, hệ thống bơm định lượng hóa chất trợ lắng

được lắp đặt thêm vào bể lắng để tạo phản ứng kết tủa phôtpho. K íc h th ư ớ c : V ậ t liệ u :

15 m 2 nền, khoảng 3m 2/người.

c át sỏi được rửa sạch với' đường kính < 4 mm.

H ì n h 4 .2 4 . C h i tiế t m ặ t b ằ n g h ệ th ố n g b ã i lọ c d ò n g c h ả y đ ứ n g M o s e h u s e t . ị 1 ) N ư ớ c th ả i t ừ h ộ g ia đ ìn h ; ( 2 ) B ể lắ n g 3 n g ă n 2 m s ; ( 3 ) G iế n g b ơ m ; ( 4 ) H ệ th ố n g p h â n p h ố i n ư ớ c ; ( 5 ) B ã i lọ c trổ n g c â y ; ( 6 ) H ệ th ố n g th u n ư ớ c ; ( 7 ) L ọ c P ; ( 8 ) G i ê n g b ơ m tu ầ n h o à n ; (9 ) ô n g đ ư a n ư ớ c q u a y t r ỏ lạ i b ể lắ n g ; ( 1 0 ) N ư ớ c sa u k h i x ử lý đ ư ợ c x ả r a h ồ n h â n tạ o .

91


C â y trồ n g :

bãi lọc được cấy trồng cây sậy 1 năm tuổi với mật độ khoảng 4 cây/m 2.

H ệ th ố n g p h â n p h ố i n ư ớ c v à o :

bơm áp lực vận hành theo chu kỳ nối với hệ thống ống

dẫn được bô' trí trên bề m ặt bãi lọc để đảm bảo nước được phân phối đều trên bề m ặt bãi lọc. H ệ t h ố n g th u n ư ớ c : ở

đáy bãi lọc có một hệ thống ống thu để thu nước và đồng thời

thông khí bằng những ống đứng thông hơi nổi trên bề m ặt bãi lọc. H ệ thống có b ộ phận tuẩn hoàn đưa m ột phần nước đ ã xử lý quay trở lại bể lắng để tăng q u á trình k h ử nitrat (hình 4.25). T iê u ch u ẩ n n ư ớ c s a u k h i x ử lý :

Q uy định về nước thải sau xử lý từ những nguồn thải

nhỏ ở nông thôn được ban hành bao gồm 4 mức độ tuỳ theo tính ch ất của nguồn tiếp nhận [Bộ m ôi trường và năng lượng, 1997]. Từng tiêu chuẩn có yêu cầu riêng về m ức độ xử lý: SOP yêu cầu phải x ử lý các chất hữu cơ, nitrat hoá và xử lý phôtpho. s o yêu cầu xử lý chất hữu cơ và nitrat hoá. O P yêu cầu xử lý chất hữu cơ và phốt pho. p yêu cầu chỉ xử lý chất hữu cơ (Bảng 4.10).

H ì n h 4 .2 5 . H ệ th ố n g ố n g tu ầ n h o à n . 1 ) n ư ớ c r a t ừ b ã i ỉ ọ c ; ( 2 ) n ư ớ c tu ầ n h o à n v ề b ể lắ n g ; ( 3 ) n ư ớ c t ớ i b ộ p h ậ n lọ c P ; ( 4 ) n ư ớ c s a u lọ c P ; ( 5 ) n ư ớ c d ẫ n v ề b ể lắ n g ; ( 6 ) v ậ t liệ u l ọ c p .

Bảng 4.10. Các quy định của Đ an M ạch về xả nước thải áp dụng đôi với vùng nông thôn.

92

Loại

C hất hữu cơ Hiệu suất xử lý BOD 5 (%)

N itrat hóa Hiệu suất xử lý n h 4n (%)

Tổng Phốt pho Hiệu suất xử lý (%)

SO P

95

90

90

SO

95

90

OP

90

o

90

90


H oạt động:

hệ thống được vận hành có và không có tuần hoàn, nhưng sau năm 2005

thì vận hành liên tục c h ế độ tuần hoàn. Hệ thống lọc đạt tiêu chuẩn SO P trong 6 tháng đầu vận hành, do bộ phận lọc phôtpho hoạt động tốt. Sau 6 tháng, vật liệu lọc phôtpho có dấu hiệu bị bão h ò a và cần phải thay thế vật liệu. Tuy nhiên khả năng tìm kiếm vật liệu thay th ế tại thời điểm đó không khả thi. Vì vậy, hệ thống định lượng hoá chất trợ lắng được lắp vào bể lắng để thay thế vào năm 2004. Hệ thống luôn được quan trắc và theo dõi trong suốt thời gian hoạt động. Trong thời gian đầu, ngoài phôtpho, các số liệu

về hiệu suất xử lý B O D 5 và N H ỊN đểu thoả mãn tiêu chuẩn. Tuy nhiên, sau khi lắp hệ

thống bơm định lượng hoá chất thì nồng độ phôtpho trong nước thải giảm đạt tiêu chuẩn địa phương (Bảng 4.11). Bảng 4.11. C ác thông số vận hành hệ théng bãi lọc dòng chảy đứng M osehuset xử lý nước thải sinh hoạt từ một hộ gia đình (số liệu trung bình năm) Nàm

TSS

q

n

[m m /n g đ ]

Vào

ô x y bão h o à (% )

R a (H iệ u quả)

b o d

Vào

Ra

Vào

5

R a ( H iệ u quà)

2002

17

25

83

6,2

(93% )

1

10

227

1 7 ,2

(9 2 % )

2003

11

25

121

11,1

(9 1 % )

>1

33

267

1 0 ,8

(9 6 % )

2004

12

25

66

12 ,7

(8 1 % )

12

48

243

7,6

(97% )

2005*

7

25

92

5,1

(9 4 % )

7

50

230

9 ,5

(96% )

2006

5

25

86

7 ,7

(91% )

10

51

228

8,4

(9 6 % )

N ăm

T ổng-N

q

n

[m m /n g đ ]

Vào

R a (H iệ u quả)

nh

4n

Vào

T ồn g-P Ra

Vào

R a ( H i ệ u quả)

2002

17

25

1 09

35

(68% )

91

19,2

(7 9 % )

1 4 ,4

1,5

(90% )

2003

11

25

118

63

(4 7 % )

92

1 1,7

(8 7 % )

26

22

(15% )

2004

12

25

107

56

(5 1 % )

60

2 ,9

(9 5 % )

1 8,7

15*

(22% )

2005**

7

25

139

65

(53% )

59

3 ,8

(9 4 % )

11 ,3

2 ,8

(75% )

2006

5

25

94

54

(4 3 % )

57

3,3

(9 4 % )

1 0 ,4

2,1

(80% )

n: Số lượng mẫu; q: Tải lượng thủy lực; Các giá trị nồng độ được tính bằng mg/L; * Phôtpho được bổ sung thêm từ tháng 10 năm 2004. Giá trị trung bình của nồng độ Phôtpho sau xử lý ở mức 2,95 mg/L; ** Thời gian bắt đầu vận hành hệ thống theo hình thức tuần hoàn nước sau xử lý. 4.3. H Ệ T H Ố N G L Ọ C C Á T G IÁ N ĐOẠN 4 .3.1. M ô tả c h u n g T heo tốc độ lọc có thể phân thành hai loại hệ thống lọc cát gián đoạn (L C G Đ ) là hệ thống

lọ c ch ậ m

lọ c n h a n h .

Loại LCG Đ dạng lọc chậm được ứng dụng đầu tiên tại

A nh vào những năm đầu của thế kỷ X IX và đã được sử dụng rộng rãi trên thế giới. Sau m ột thời gian, loại LC G Đ dạng lọc nhanh đã được phát triển để xử lý nước sông có độ đục cao của các con sông chính ở M ỹ [M cGhee, 1991]. Loại L C G Đ dạng lọc nhanh (với tải lượng thủy lực bề m ặt từ 5 đến 15 m 3/m 2.h) có công suất lọc cao gấp 50 lần so

93


với loại LCGĐ dạng lọc chậm (0,1 đến 0,4 m 3/m 2.h). H ệ thống L C G Đ dạng lọc nhanh thông thường bao gồm các công đoạn: làm keo tụ; kết bông; lắng; lọc và khử trùng [Thonart, 2006; M cG hee, 1991]. V ật liệu lọc trong hệ thống lọc dạng chậm (kích thướ c hạt trung bình từ 0,15 đến 0,3 m m ) thường nhỏ v à m ịn hom so v ớ i d ạng lọc nhanh (kích thước hạt trung bình từ 0,6 đến 2 mm). Phương pháp rửa lọc đối với hai hệ thống n ày được thực hiện khác nhau. Hệ thống lọc nhanh yêu cầu phải rử a lọc thường xuyên, thông thường chu kỳ rử a lọc là 2 ngày/lần. B iện pháp rử a lọc là sử dụng dòng chảy ngược qua lớp vật liệu lọc (rửa lọc ngược). H ệ th ố n g lọc chậm giảm đượ c tối đa tần suất làm sạch (thông thư ờ ng sau từ hai đến ba tháng) bằng cách loại bỏ m ột phần (vài cm ) lớp vật liệu lọc phía trên [Thonart, 2006]. T rong phần này chỉ đề cập tới hệ thống LC G Đ dạng lọc chậm là công trình có khả năng ứng dụng thích hợp trong X LN T. C ơ chế xử lý trong hệ thống lọc chậm là d ự a trên các q u á trình: phân hủy sinh học hiếu khí diễn ra trong lớp cát lọc; lọc vật lý các chất rắn và hấp thụ; d ín h bám các ch ất hữu cơ làm hình thành lớp m àng gelatin gọi là m àng sinh học (M S H ) phủ trên bề m ặt của lóp vật liệu lọc [M cG hee, 1991]. Theo các nghiên cứu đượ c công bố bởi A C T E , 1981, lớp M SH này được hình thành do sự phát triển củ a các v s v dính bám trên bề m ặt của lớp cát lọc trong các hệ thống lọc chậm hoặc lọc nhỏ giọt. L ớp M SH 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. M SH có khả năng giữ và ôxy hóa các chất h ữ u cơ, vi khuẩn và k h ử xác các loại tảo chết có trong nước thải. M SH cũng được hình thành và bao phủ trên bề m ặt của từng h ạt cát lọc. Lóp M SH này phân hủy các chất đã được hấp phụ trên bề m ặt và trong M SH cũng diễn ra q u á trình cạnh tranh sinh tồn giữa các loài v s v [T honart, 2006]. K ết q uả là lượng thức ăn sẵn có cho v s v bị giảm đi và sự cạnh tranh của các vi sinh vật tăn g lên theo chiều sâu của lớp vật liệu lọc. T rong nước sau lọc chỉ chứ a các loại m uối vô c ơ thông thường không gây hại, nồng độ ôxy hòa tan thường thấp và trong nước tồ n tại m ột lượng nhỏ C Ơ 2. 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. K hả năng thấm lọc có thể đ ư ợ c phục hồi bằng cách sục khí làm thoáng cho hệ thống trong thời gian g iữ a các thời điểm kết thúc chu kỳ lọc (khi không tiếp nhận nước thải) và trước khi diễn ra chu kỳ lọc tiếp theo. T rong trường họp hệ thống LC G Đ được thiết kế cho m ục đ ích sử dụ n g nước sau xử lý để bổ sung cho nguồn nước ngầm thì phần đáy của bãi lọc sẽ đ ư ợ c lót bằng lớp đất có khả năng thấm tạo điều cho nước thấm xuống tầng chứ a nước ngầm . C ác 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 tô n g hóa) và nước thải sau khi thấm qua lớp cát lọc được thu bàng hệ thống ống th u nước dẫn tới đầu ra của bãi lọc.

94


ổng thông khí (nối ven từng ống trụ)

H ì n h 4 .2 6 . M ặ t c ắ t h ệ th ố n g lọ c c á t th ô n g th ư ờ n g l o ạ i l ọ c c h ậ m đ ư ợ c x á ỳ d ự n g tạ i B e n S e rg a o , M a r ô c . N g u ồ n : D r io u a c h e v à c s . 1 9 9 7 . Ổng thoát nước

óng thu nước

C á c h ệ th ố n g đ ặ c trư n g

Trên hình 4 .26 giới thiệu mặt cắt hệ thống lọc cát loại lọc chậm thông thường. Trên hìn h 4.27 giới thiệu hệ thống LCGĐ cài tiến có bổ sung thêm hệ thống ống sục khí. Cac ống sục khí được bố trí trong lớp cát lọc tại tầng đáy của hệ thống với m ục đích làm thoáng v à tái tạo khả năng thấm của vật liệu cát lọc. Ổng đục lỗ phía ừén ổng phàn phối PVC

Nước thái từ bé tự hoại

ông thoát PVC

Ổng cấp khí

Óng phân phối ^ đặt trong lớp đả cuội Cát lọc

óng thoảt

H ì n h 4 .2 7. H ệ th ò n g lọ c c á t c ó s ụ c k h í. a ) Mặt ban g; n) mặt cắt dọc.

95


4 .3 .2 . P h ạ m v i ứ n g d ụ n g v à v ậ n h à n h P h ạm vi ứ ng dụ n g H ệ thống LC G Đ thường được sử dụng cho các đô thị nhỏ có số dân dưới 10.000 người [X anthoulis, 1998]. T uy nhiên, LC G Đ cũng có thể ứng dụng cho các đô thị lớn, ví dụ, tại A gadir, M arôc, đã xây dựng m ột bãi LC G Đ 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 X L N T tập trung. N goài ra nó có thể được sử dụng để x ử lý bổ sung v à nitrat hóa nước thải sau xử lý bậc hai, và X L N T sau các hồ sinh học [C rites và Tchobanoglous, 1998]. Ờ T unisia và M arôc, nước thải sau xừ lý bằng LC G Đ đượ c sử dụng cho việc tưới các loại cây nông nghiệp hoặc được sử dụng để bổ sung nguồn nuớc ngầm [X anthoulis, 1998]. Vận hành ĩ Để vận hành tốt hệ thống LC G Đ cần tuân th ủ theo các hướng dẫn dưới dây [X anthoulis, 1998]: • Hệ thống LC G Đ 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 q u á trình khôi phục lượng ô xy cần thiết trong ỉớp vật liệu lọc. • N ước xử lý cần phải được tưới đều trên bề m ặt bãi thấm v à nhanh chóng làm ngập đều trên toàn bộ diện tích bề m ặt của bãi lọc.

• Cần thay đổi quy trình vận hành tùy theo điều kiện thời tiết cụ thể tại khu vực N ếu được thiết kế đúng kỹ thuật, hệ thống LCGĐ sẽ có hiệu suất xử lý cao (Bảng 4.12). Bảng 4.12. Chất lượng nưóc thải sau hệ thống LCGĐ được xây dựng tại Boone Chì tiêu

Bể tự hoại

LCGĐ

BOD (mg/L)

297

3

99,0

TSS (mg/L)

44

3

93,2

37

0,48

98,7

0,07

27

384,71

'4,56 105

73

99,9

N H ỊN (mg/L) ■ NƠ 3-N (mg/L) Faecal coliíòrms (MPN/100 mL) N guồn:

-

Hiệu suất

°Á

LCGĐ tại tinh Boone (Missouri, USA) được xây dựng năm 1995 và được quan t‘ắc

ừong suốt 15 tháng [EPA, 1999] Trong bảng 4.13 nêu các số liệu vận hành hệ thống L C G Đ th ử nghiệm được >ây dựng ở B en Sergao, M arôc, năm 1986 với công suất 750 mVngđ (công suất 10.000 cUn) [D riouache và cộng sự, 1997].

96


Bảng 4.13. Chất luọìig nước thải sau từng công đoạn xử lý của hệ thống LCGĐ Ben Sergao N ư ó c thải

N ư ớc thải sau lắng

N ư ớ c sau xử lý

H iệu suất

T S S [m g/L ]

431

139

2,8

99%

C O D [m g/L ]

1189

505

52

96%

B O D s [m g/L ]

374

190

10

97%

T K N [m g N /L ]

116

99

17

85%

Nitrat [m g N /L ]

0

-

5 6 ,7

-

N Tota| [m g N /L ]

116

7 3 ,7

36%

P tou,i [m g/L ]

26

24,5

15,8

39%

K [mg/L]

37

-

37

-

C a [mg/L].

143

238

6 .1 5 6 .1 0 6

4 ,9 6 .106

327

100%

214

47

0

100%

Chi tiêu

F aecal co iifo rm s

[FC/100ml] Trứng giun [khuẩn/L] N guồn:

Driouache và cộng sự, 1997

4 .3 .3 .T iè u c h u ẩ n th i ế t k ê v à v ậ t liệ u Vật liệu lọc (cát) V ới chức năng là vật liệu lọc, cát là vật liệu quan trọng n h ất củ a hệ 'thống. T hành phần, kích cỡ hạt trung bình và đặc tính của cát là các thông số cơ bản của hệ thống LCG Đ . Bề dày của lóp cát lọc (chiều sâu lớp cát lọc) thay đổi tùy thuộc từng bãi lọc cụ thể và thường trong khoảng từ 0,5 đến 2 m [C rites và T chobanoglous, 1998; M cG hee, 1991; X anthoulis, 1998]. Tuy nhiên, các hệ lliốiig LC G Đ cỏ chiều sâu lm thường được sử dụng nhất [M cG hee, 1991]. M ột và i bãi lọc cát đã được xây dự ng có chiều sâu lớp cát lọc lớn hơn vì lớp cát phía trên khoảng từ 2 tới 5 cm sẽ được lấy đi định kỳ. Chiều sâu tối thiểu của bãi lọc cát được đề xuất vào khoảng 0,5m; những bãi lọc có chiều dày lóp cát lọc nhỏ hơn 0,5 m có thể đạt hiệu quả xử lý BOD và hàm lượng cặn lơ lửng cao song khả năng nitrat hóa đạt hiệu suất thấp. [Crites và Tchobanoglous, 1998; M cG hee, 1991]. V iệc phân bố kích thước hạt trong lóp vật liệu lọc cần được thực hiện sao cho đảm bào khả năng giữ lại cặn lơ lửng có trong nước thải, dễ dàng hình thành m àng sinh học

trên bề mặt vật liệu, đảm bảo vận tốc dòng chày thấm chuyển động trong bãi lọc sao cho ôxy có thể dễ dàng xâm nhập vào hệ thống theo dòng chảy đồng thời đảm bảo hiệu suất lọc cặn. Sự ph ân bố kích cỡ hạt cần đảm bảo tính đồng nhất và đáp ứng các đề xuất sau' (vì cát lọc với các cờ hạt khác cũng có thể được sử dụng): • d90% = 2 m m • d50% = 800 Ịim

97


• dlO % = 330 um

• uc = d60/dl0 < 3 Hệ số đồng nhất (Ư C) tính bàng tỷ lệ giữa cỡ hạt chiếm 60% v à cỡ hạt chiếm 10% sẽ biểu thị tính đồng nhất về kích cỡ cát lọc. Sử dụng cát lọc k h ô n g đ ồ n g nhất về kích cỡ

hạt sẽ không cho hiệu quả lọc cao. c ầ n sử dụng cát có độ bền cơ học tốt, sạch, không lẫn bụi, bùn, m ùn sét, chất hữu cơ và cặn vôi vì các ch ất này là n g u y ên nhân gây hiện tượng tắc lọc. D iện tích bãi lọc và s ố đơn nguyên D iện tích công tác của hệ thống LCG Đ thường đư ợ c tính tro n g khoảng từ 0,4 đến 4 m 2 /người và tùy thuộc vào từng loại nước thải, lưu lượng nước th ải, kích cỡ hạt cát lọc, chiều cao lớp cát lọc, điều kiện khí hậu và điều kiện bảo dư ỡ ng và vận hành v .v ...[X a n th o u lis, 1998]. D iện tích lọc (A ) được tính bằng [Thonart, 2006]: (4.35)

A = 0-

T rong đó:

- diện tích bãi lọc (m 2);

A

Q

- lưu lượng nước thải lớn nhất vào bãi lọc (m 3/ngđ);

ve-

tốc độ lọc (m /ngđ).

V ận tốc lọc (ve) có thể được tính toán sơ bộ theo công thức củ a H azen (4.36) áp dụng để tính vận tốc dòng chảy của lớp vật liệu xốp trong điều kiện vật liệu đ ã bão hòa nước [M cG hee, 1991]. f T + 10°N

(4.36)

60 T rong đó:

v e- t ố

c

c độ lọc (m /ngđ);

- hệ số độ chặt của lớp vật liệu lọc (lấy từ 700 đ ến 1000 đối với cát m ới và từ 500 đến 700 đối với cát lọc đã sử d ụ n g m ộ t vài năm );

d /o -

kích cỡ hiệu quả của hạt vật liệu lọc (m m );

h

- tổn thất áp lực (m );

L

- chiều sâu của lớp vật liệu lọc (m );

T -

nhiệt độ (°C).

H ệ thống LC G Đ cần được thiết kế phân thành các đơn n g u y ên (số đơn nguyên tối thiểu là 2 ) nhằm đảm bào khả năng vận hành liên tục củ a hệ th ố n g tro n g thời gian bảo dưỡng (thời gian bảo dưỡng từ 1 đến 2 ngày) và phát triển M S H trên bề m ặt vật liệu lọc (từ 6 giờ tới 30 ngày) [Thonart, 2006; M cG hee, 1991]. D iện tích của m ỗi đơn nguyên nên lấy trong kho ản g từ 100 m 2 tới 5.000 m 2. So lượng đơn nguyên có thể xác định theo công thức gần đúng sau [T honart, 2006]:

98


(4.37)

Đ ộ th ấm th ủ y lự c và tốc độ s ử dụn g nước Để tính toán thiết kế hệ thống LCG Đ cần tính toán theo lưu lượng nước thải lớn nhất do hiệu suất x ử lý của hệ thống phụ thuộc rất nhiều vào hàm lượng chất hữu cơ có trong nước thải cần x ử lý. T ốc độ thấm thủy lực (LV1.) của bãi lọc thông thư ờ ng được lấy trong khoảng từ 40 đến 80 m m /ngày, với tốc độ thấm thủy lực lớn hơn có thể gây tắc bãi lọc khi sử dụng cát m ịn. N goài ra, tốc độ sử dụng nước (hydraulic application rate - H A R ) cũng là thông số kỹ thuật thường được sử dụng để biểu thị k h ả năng hoạt động của LC G Đ [C rites v à T chobanoglous, 1998]: HAR

=4 ^

(4.38)

D F

T rong đó:

L w

H AR -

tốc độ sử dụng nước (m m /lần);

L w -

độ thấm thủy lực (m m /ngđ);

D F -

tần suất lọc (lần/ngđ).

có thể biểu thị như tải lượng bề m ặt được tính bằng tỷ lệ giữa lưu lượng nước thải

(m 3/h hoặc m 3/ngđ) và diện tích bãi lọc (m 2). Do đó tải lượng bề m ặt có đơn vị là m /h hoặc m /ngđ. Tải lư ợ n g h ữ u c ơ Tải lượng hữu c ơ của hệ thống LCG Đ là lượng chất hữu c ơ tính theo BO D hoặc C O D hàng ngày được cấp trên toàn bộ bề m ặt cúa hệ thống. Tải lượng hữu cơ được biểu thị bằng kg-B O D /m 2.ngđ và thường được lấy trong khoảng từ 0,0025 đến 0,01 kg-B O D / m 2.ngđ [C rites và Tchobanoglous, 1998]. N hìn chung, đổi với cùng m ột loại vật liệu lọc, nếu tăng tải lượng hữu cơ sẽ làm giảm chất lượng của nước sau xử lý [EPA, 1999]. Tần su ấ t cấp n ư ớ c thải T hay vì lư ợ ng nước thải cần xử lý được cấp đều và liên tục lên bề m ặt bãi lọc cát, ta cần tưới nước thải vào bãi lọc theo từng đợt. T heo C rites và T chơbanoglous (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 B O D 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 đượ c phân cách bằng giai đoạn bổ sung ôxy hay giai đoạn làm khô, giai đoạn hoạt động thư ờ ng kéo dài từ 2 đến 3 ngày. H ệ th ố n g th u g o m nư ớc sau x ử 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. H ệ thống

99


ống thu gom và thoát nước sau xử lý ra khỏi bãi lọc cần được lắp đặt ở đáy bãi lọc v à mỗi ống th u phải được nối với m ột ống thông khí. C ác ống thu gom nước phải được đ ặ t trên lớp sỏi không lẫn đ á vôi với chiều dày từ 10 đến 25 cm v à được phủ bởi m ộ t lớp sỏi không lẫn đá vôi khác dày 25 cm . Ồ ng th o át chính phải được bố trí ở tru n g tâm của bãi lọc [X anthoulis, 1998]. H ệ th ốn g p h â n p h ố i và định lư ợng 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. 4.3.4. V ậ n h à n h v à b ả o d ư õ ìig N hiệm vụ chính khi vận hành và bảo dưỡng bãi lọc là quan trắc chất lượng nước thải sau x ừ lý (B O D , C O D , s s , N H 4 N , NO 3-N và F C /100m l), kiểm tra thiết bị phân phối nước thải (đầu vào v à đầu ra bãi lọc, hệ thống ống phân phối đục lỗ, các bơm v .v ...) v à bảo dưỡng bề m ặt của bãi lọc [EPA ,1999]. V iệc bảo dườ ng bề m ặt bãi lọc bao gồm làm khô bề m ặt sau đó loại bỏ lớp cát lọc phía trên (thường được lấy đi khoảng 2 đến 5 cm [Thonart, 2006; X anthoulis, 1998]) tối thiểu là 4 tháng m ột lần. Thiết bị phục vụ cho công tác bảo dưỡng này rất đơn giản ví dụ như: cào có lưỡi m ỏng và rộng, bàng xẻng và vận chuyển bằng xe đẩy. C ông nhân vận hành bảo dưỡng cần được trang bị ủng và găng tay. 4.3.5. C hi phí đầu tư Bãi lọc cát được xây dự ng và lắp đặt đơn giản. C át lọc có thể dễ dàng lựa chọn và sử dụng ngay loại sẵn có tại địa phương với giá thành h ợ p lý. V ì vậy chi phí đầu tư xây dựng LC G Đ thườ ng thấp. Tuy nhiên, tùy theo điều k iện cụ thể củ a từ ng đ ịa phươ ng về

giá thành vật liệu và nhân công sẽ có những tác động tới tổng chi phí đầu tư xây dựng bãi lọc. G iá thành của m ộ t bãi lọc cát phục vụ cho m ộ t hộ gia đình ở M ỹ vào khoảng 10.000U SD [EPA , 1999]. Ở châu  u, chi phí để xây dự ng m ột bãi lọc cát phục vụ cho hơn 100 người vào khoảng 1.000 €/người. 4.3.6. N h â n công V iệc 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 m ỗi ngày v à có thể được tiến hành bằng lao động phổ thông [EPA , 1999]. 4.3.7. T á c đ ộ n g tớ i m ô i tn ù m g C ác ưu điểm : • N ước thải sau x ử lý bằng L C G Đ có thể tái sừ dụng với n h iều m ục đích khác nhau ví dụ như bổ sung cho nguồn nước ngầm , sừ dụng để tưới cho nông nghiệp. N ếu chất lượng nước sau xử lý đáp ứng tiêu chuẩn m ôi trường thì có thể xả vào nguồn tiếp nhận; • K hông sử dụng hóa chất; • Thân thiện với m ôi trường.

100


C ác hạn chế: • M ùi phát sinh từ bãi lọc có thể ảnh hưởng tới dân cư sinh sống xung quanh bãi lọc • C ó thể xảy ra các hiện tượng tắc dòng troníỉ quá trình vận hành. • M ột số vấn đề có thề xảy ra vào m ùa đông do hiện tượng đóng băng trên bề m ặt của bãi lọc;

4.4. HỆ THỐNG x ử LÝ B ố c HƠI NƯỚC BẰNG THựC VẬT H ệ thống xử ỉý nước thải bàng kỳ thuật sử dụng khả năng làm bốc hơi nước của cây liễu đ ã được triển khai ứng dụng ở các nước trên bán đảo X căngđinavi. Các đồn điền liễu nông nghiệp được nuôi trồng với mục đích kết họp để xử lý nước thải và khai thác gỗ phục vụ nhu cầu sử dụng năng lượng. Các đồn điền nàv được trồng các loại cây thân gỗ có sức tăng trư ởng nhanh. Sự tăng trưởng của cây thường bị hạn chế do thiếu nước trong các thời điểm hạn hán vào m ùa hè; điều này đã làm nảy sinh ra ý tưở ng sử dụng nước thải để tưới cho các đồn điền. Do nước thải đô thị có chứa hàm lượng nitơ và phôtpho

cao với tỷ lệ phù hợp cho sự tăng trưởng của cây, việc tưới tiêu bằng nước thải sẽ cung cấp cả nước và chất dinh dưỡng cần thiết cho sự tăng trưởng của cây. Thực tế cho thấy lượng nước m ất đi do bốc hơi nước từ các hệ thống trồng liễu rất cao. Vì vậy có thể thiết kế hệ thống xử lý không phát thải, làm bốc hơi hoàn toàn nước thải bang cây liễu. H iện nay hệ thống xử lý bốc hơi nước thải bàng liễu đà được áp dụng phổ biến ở tất cả các nước trên bán đảo X căngđinavi, các nước ở vùng biển Ban T ích, B a Lan, A i Len và A nh. C ác công tác chuấn bị ban đầu cho việc ứng dụng hệ thống này cũng đã được tiến hành ở Pháp và Hy Lạp. Hệ thống xử lý bốc hơi nước thải có thể được sử dụng ở nh ữ ng nơi thiếu nguồn cấp nước cho các loại cây có năng suất bốc hơi nước cao. Các hệ thống xử lý bốc hơi nước thái có thê được thiềt kế VỚI điều kiện lượng nước m ất đi từ các hệ thống nhiều gấp hơn hai lần tổc độ bốc hơi nước tự nhiên được tính toán theo các tham số khí tượng. 4.4.1. Đ ịn h nghĩa X ử lý bốc hơi nước thải (X L B H N T) là phương pháp xử lý nước thải tại chỗ có thể thay thế cho các hệ thống hấp thụ qua đất thông thường, đặc biệt là đối với các khu vực có yêu cầu bảo vệ nghiêm ngặt các nííuồn nước m ặt và nước ngầm hoặc tại những khu vực có điều kiện đất không thấm nước. X L B H N T là sự kết hợp hai q u á trình riêng biệt là b ố c hơi nước từ m ặt đất. và thoát hơi nước từ thực vật. Hệ thống X L B H N T có tính ưu việt nhờ khả năng làm bay hơi nước thải vào không khí m à không x ả ra nguồn tiếp nhận n h ư nước m ặt hoặc nước ngầm. Tuy nhiên, trong m ột số trư ờng hợp, hệ thống X L B H N T cũng có thể hoạt động kết hợp quá trình thấm nước và bay hơi làm phương pháp thay thế. 101


Q uá trình bốc h ơ i Q uá trình bốc hơi chuyển nước ở trạng thái lỏng sang hơi n ư ớ c (h ó a hơi) và rút hơi nước ra khỏi bề m ặt bay hơi (thải hơi). N ước bốc hơi từ các bề m ặt k h ác nhau n h ư sông, hồ, m ặt đường, đất và thực vật ẩm. Đ ể thực hiện được quá trìn h này, cần có năng lượng để chuyển trạng thái của các phân tử nước từ dạng lỏng sang d ạn g hơi. B ức xạ m ặt trời trực tiếp v à ở m ức độ thấp hơn, chênh lệch về nhiệt độ m ôi trư ờ n g x u n g quanh sẽ cung cấp năng lượng này. Đ ộng lực để tách hơi nước là sự chênh lệch g iữ a áp suất ho i nước tại bề m ặt bay hơi v à áp suất hơi nước củ a khí quyển. K hi q u á trìn h bay hơi d iễn ra, không khí ở m ôi trư ờng xung quanh sẽ bão h o à dần và tốc độ bay hơi sẽ chậm hơn và có thể dừng hẳn nếu như không khí ẩm không được chuyển vào m ôi trư ờ n g xung quanh. V iệc thay thế không khí đ ã bão ho à bằng không khí khô h ơ n p h ụ th u ộ c chủ yếu vào tốc độ gió. D o vậy, bức xạ m ặt trời, nhiệt độ không khí, độ ẩm kh ô n g khí và tốc độ gió là những thông số khí hậu cần xem xét để đánh giá quá trình b a y hơi nước. Q uả trình th oát h ơ i Q uá trình thoát hơi làm hóa hơi nước ờ trạng thái lỏng tro n g các m ô của thực vật và thoát hơi nước vào m ôi trư ờng xung quanh. T hực vật m ất nước ch ủ y ế u là qua các lỗ khí khổng là những lỗ hở nhỏ trên lá cây m à hơi nước và các ch ất khí th o át qua. R ễ cây nhận nước cùng với các chất dinh dưỡng v à truyền đi khắp thân cây. Q u á trình h ó a hơi diễn ra tại lá cây, tại các khoang gian bào, và khẩu độ của các lỗ khí sẽ kiểm soát quá trình trao đổi hơi. G ần nh ư toàn bộ lượng nước được nhận vào bị m ất đi qua q u á trình thoát hơi và chỉ m ột lượng nhỏ được sử dụng bên trong cây. Thoát - bốc h ơ i nư ớc C ác quá trình bốc hơi v à thoát hơi xảy ra đồng thời và không có p h ư ơ n g p háp nào có thể phân biệt giữa hai quá trình. N goài lượng nước sẵn có tro n g lớ p đ ấ t bề m ặt, quá trình bay hơi từ đất trồng phụ thuộc chủ yếu vào lượng bức xạ m ặt trời chiếu lên bề m ặt đất. Lượng bức xạ này giảm dần trong suốt quá trình cây p h át triển vì bóng của cây sẽ ngày càng che phủ nhiều diện tích đất hơn. K hi cây còn nhỏ, nư ớ c ch ủ yếu là m ất qua quá trình bốc hơi từ m ặt đất; khi cây đã trư ởng thành và hoàn to àn p h ủ kín m ặt đất, thoát hơi trở thành quá trình chính. Tốc độ bốc hơi nước là lượ ng n ư ớ c m ấ t đi từ cây và đất trên m ột bề m ặt có cây trồng theo đơn vị độ sâu củ a nư ớ c v à th ư ờ n g được tín h theo m ilim et (m m ) trên đơn vị thời gian là giờ, ngày, tuần (m ười ngày), tháng, thậm chí cả giai đoạn tăng trư ởng hay cả m ột năm. 4.4.2. C ác th ô n g số về k h í h ậ u v à đ ịa h ìn h C ác yếu tố khí tượng có vai trò quyết định đổi với quá trình th o át - bốc hơi nước là các thông số về thời tiết có khả năng cung cấp năng lượng cho q u á trìn h hóa hơi và rút hơi nước khỏi bề m ặt bay hơi. C ác thông số thời tiết chính cần x em x é t sẽ được trình bày trong phần sau đây. 102


B ứ c x aỊ m ă• t trờ i Lượng năng lượng sẵn có để chuyển hoá hơi nước là yếu tố quyết định quá trình th o át - bốc hơi nước. N ăng lượng m ặt trời là nguồn năng lượng tự nhiên lớn nhất có thể c h uyển hóa khối lượng lớn nước thành hơi nước. Lượng bức xạ tự nhiên có thể chiếu lên b ề m ặt bay hơi được xác định bởi vị trí và thời gian trong năm . D o vị trí tương đối g iữ a m ặt trời v à trái đất luôn thay đổi, cường độ bức xạ tự nhiên cũng dao động ở các vĩ đ ộ khác nhau v à vào các m ùa khác nhau. C ường độ bức xạ thực tế có thể chiếu tới bề m ặt bay hơi p hụ thuộc vào độ trong của của khí quyển v à sự có m ặt củ a các đám m ây có khả năng phản xạ và hấp thụ phần lớn lượng bức xạ. K hông phải tất cả năng lượng tự n hiên đều được sử dụng làm hóa hơi nước, m ột phần năng lượng m ặt trời sẽ được dùng để làm ấm không khí và đất. N h iệ t đ ộ k h ô n g k h í B ức x ạ m ặt trời được hấp thụ bởi bầu khí quyển và hơi nóng tỏa ra từ trái đất làm tăng n h iệt độ không khí. N hiệí cảm nhận được từ m ôi trường xung quanh truyền nàng lư ợ ng tới thực vật và tạo ra ảnh hưởng có tính kiểm soát đối với tốc độ thoát - bốc hơi nước. T rong đ iều kiện thời tiết nắng, ấm m ức độ tiêu thụ nước do th o át - bốc hơi sẽ n h iều h ơ n khi thời tiết m át mè, nhiều mây. Đ ộ ẩm không kh í T ro n g khi nguồn cung cấp năng lượng từ m ặt trời và m ôi trường xung quanh là động lực ch ín h làm hóa hơi nước, sự chênh lệch giữa áp suất hơi nước tại bề m ặt bay hơi và áp suất hơi nước của khí quyển là yếu tố quyết định cho quá trình thoát hơi. C ây được tướ i đủ nước ở các khu vực khô, nóng thường tiêu thụ lượng nước lớn do sự dồi dào về n ăng lượng và khả năng làm khô của bầu khí quyển. Ở khu vực nhiệt đới ẩm ướt, mặc dù có m ức năng lượng đầu vào cao, dọ ẩm khỏng khí cao sỗ làm giảm tốc độ thoát - bốc hơi nước. rry

Ặ_

-* /*

_ • f

Tôc độ g ió Q uá trình thoát hơi nước phụ thuộc vào gió và các chuyển động xáo trộn của không khí làm tăng khả năng di chuyển lượng lớn không khí trên bề m ặt bay hoi. K hi làm hóa hơi nướ c, không khí trên bề m ặt bav hơi sẽ dần dần bị bão hòa bởi hơi nước. N eu không khí đ ã b ăo hò a không được thay thế liên tục bằng không khí khô hon, khả năng thoát hơi và tố c độ thoát - bốc hơi sẽ bị suy giảm. 4.4.3. C ác yếu tố liên quan đến thực vật Loại cây, sự đ a dạng, và giai đoạn phát triển của cây là những yếu tố cần được cân nhắc khi đánh giá quá trình thoát - bốc hơi nước từ các cánh đồng trồ n g cây. C hiều cao c ủ a cây, độ xù xì của thân và vòm cây, độ phản xạ, lóp phủ trên m ặt đất và đặc tính của

rễ cây sẽ tạo ra sự khác biệt về khả năng thoát - bốc hơi nước của các loại cây khác nhau

103


trong cùng m ột điều kiện m ôi trườn[f. T hoát - bốc hơi nước bằng thực vật tro n g điều kiện chuẩn là nhu cầu bốc hơi của thực vật được trồng trên những cánh đồng lớn dưới điều kiện m ôi trư ờng tối ưu về nguồn nước ngầm và các biện pháp quản lý tốt. Đ iều kiện m ô i trư ờ n g và quản lý Các yếu tố như độ m ặn của đất, độ phì nhiêu của đất, sự tồn tại của các tầng đất đá rắn hoặc không thể xuyên qua được, sự thiếu kiểm soát các loại sâu bệnh và k h âu quản lý kém có thể hạn chế quá trình tăng trư ởng và làm giảm khả năng thoát - bốc hơi nước của cây. C ác nhân tố khác cần được xem xét khi đánh giá quá trình thoát - bốc hơi nước là lớp phủ m ặt đất, m ật độ cây, trữ lượng nước ngầm . Ả nh hưởng củ a nước n g ầm đối

với quá trình thoát - bốc hơi nước tuỳ thuộc trước tiên vào mức độ thiếu nước và loại đất. Q uá nhiều nước sẽ dẫn đến hiện tượ ng úng nước có khả năng làm hư hại rễ và hạn chế quá trình hấp thụ nước qua rễ do kìm hãm hô hấp. C ác hệ thống thoát - b ố c hơi nước thường sử dụng loại cây có khả năng chịu úng nước lâu dài. Đ ịa * điểm Độ cao so với m ặt biển (m ) và vĩ độ (độ bấc hoặc nam ) của địa điểm có ảnh hưởng đến quá trình thoát - bốc hơi nước vì áp suất khí quyển (hàm của độ cao so với m ực nước biển trung bình), bức xạ ngoài khí quyển. T rong m ột vài trư ờng hợp, số g iờ có ánh sáng ban ngày cũng chịu ảnh hường của độ cao v à v ĩ độ. 4.4.4. Ư ớc tính th oát - bốc h o i nuó‘c nh ư thế nào? M ức độ thoát - bốc hơi nước có thể được đo trực tiếp tại hiện trư ờng, tuy nhiên những tính toán chính xác đòi hỏi sử dụng các thiết bị tinh vi và các phươ ng pháp đo tổ hợp. C ác công tác đo đạc này thư ờ ng khó khăn, tốn kém và đòi hỏi cán bộ kỹ th uật có trình độ cao. Do vậy các phương pháp đo trực tiếp này hầu như chỉ được sử dụng để hiệu chinh độ chính xác của các phươ ng pháp gián tiếp. Phư ơng pháp sử dụng để đo m ức thoát - bổc hơi nước dựa trên việc đo m ức bốc hơi có những điều chỉnh để giải thích ảnh hưởng của đất và thực vật. M ức độ th o át - bốc hơi nước thường được đo gián tiếp, dựa trên các yếu tố khí hậu, nhưng đôi khi cũng phụ thuộc vào loại đất, tìn h trạng nước trong đất và thực vật. G iá trị của m ức độ thoát - bốc hơi nước tự nhiên thường được tính toán tại m ột trạm khí tượ ng gần nhất trên m ột bề m ặt chuẩn có trồng cỏ ngắn thông thường. G iá trị này được gọi là m ức thoát - bốc hơi nước chuẩn, và thườ ng được chuyển thành m ức thoát - bốc hơi nước thực bàng cách nhân với hệ số bề mặt. K hoảng chênh lệch giữa m ức thoát - bốc hơi nước và lượng m ưa được sử dụng trong việc lập kế hoạch tưới nước. Liên hiệp quốc đ ã thông qua tố chức FA O (Tổ chức nông nghiệp và lương thực) phát triển phần m ềm C R O P W A T làm công cụ để tín h toán m ức thoát - bốc hơi nước chuẩn, nhu cầu nước của cây trồng, và nhu cầu tưới nước của cây trồng. C ác tính toán được thực hiện dựa trên m ột chương trình phối hợp giữa thông tin về khí hậu địa phương (m ột cơ sở dữ liệu có chứa thông tin về trên 140 quốc gia) với nhu cầu nước khác nhau

104


của cây trồng. Phần m ềm này được đăng miễn phí trên m ạng có thể tìm v à tải về từ địa chỉ http://w w w .fao.org/ag/A G L /adw /cro p w at.stm . 4.4.5. C ác d ạn g hệ thống thoát - bốc hoi nuóc và các đặc tính Có nhiều loại hệ thống thoát - bốc hơi nước khác nhau trên thế giới. T hực tế cho thấy, các cánh đồng trồng liễu có khả năng tiếp nhận và x ử lý thành công nước thải dô thị. nước

ri

từ

bãi

chôn

lấp

rác

[R osenqvist và cs., 1997; Hassclgren, 1998; H asselgren, 1999; Venturi và cs., 1999]. Các k ĩ thuật này sử dụng nước và chất dinh dưỡng để sản suất sinh khối; nước và chất dinh dưỡng dư thừa được thải ra các nguồn tiếp nhận.

H ìn h 4.28. H ệ th ố n g thoát - b ố c h ơ i n ư ớ c đ iếu hình

Đ an M ạch đã triển khai hệ thống

ch o một h ộ g ia đinh tạ i Đ a n M ạ ch .

thoát - bốc hơi nướ c sử dụng câv liều đề xử lý nước thải và tái sinh các chất dinh dưỡng cho các hộ gia đình (H ình 4.28) ở

những nơi m à các tiêu chuẩn nước thải rất nghiêm ngặt và việc làm ngấm nước vào đất là không thể thực hiện [G regersen và Brix, 2000, 2001; Brix và G regersen, 2002]. Hệ thống thoát - bốc hơi nước bằng cây liễu là hệ thống xử lý không xả nước (do thoát bốc hơi) và m ột phần các chất dinh dưỡng có thê được tái sinh qua sinh khối liễu. H ơn nữa, sinh khối được thu hoạch có thổ dùng làm nguồn năng lượng sinh học. H ệ th ố n g th o á t - bốc h ơ i n ư ớc s ử dụ n g cây liễu dạn g kín T rong hệ th ố n g kín có sử dụng cày liễu không xà nước thài, bãi trồ n g liễu được lót m àng chống thấm do vậy không có hiện tượng ngấm nước thải vào nguồn nước ngầm . Tất cả nước thải được dẫn vào hệ thống và nước mưa trút lên hệ thống đều được thoát bốc hơi vào khô n g khí. H ệ th ố n g th o á t - bốc h ơ i nư ớc s ử (lụng cây liễu dạng thẩm H ệ th o n g trồ n g cây liễu trên nền đất không chống thấm , cho phép ngấm m ột phần nước qua đất [M inistry o f Environm cnt and Energy, 2003b]. Hệ thống có thấm thường được thiết kế trên nền đất sét có mức thấm thấp. 4.4.5. T h iế t k ế v à x ác đ ịn h kích thướ c L ự a c h ọ n lo ạ i c â y v à k h ù n ă n g th o á t h ơ i

C ây đượ c sử dụng trong hệ thống thoát - bốc hơi cần có các đặc tính sau: •

Tốc độ thoát hơi cao; các cây trồim trên nền đất ẩm ướt hoặc đầm lầy thường có tốc

độ thoát hơi nhanh vì chúng thường có xu hướntĩ đố h ở các lồ thoát khí quanh năm.

105


• Phát triển trong đất úng ngập nước; thự c vật vùng đầm lầy có th ể sống trong v ùng

đất úng ngập nhờ hệ thống kẽ hở chứa khí bên trong rễ cây và các m ầm chồi mang ôxy 1A Ạ đen rê. f

**

• H ình thái phát triển cần tối đa hoá khả năng thoát nước, có nghĩa là sử dụng hiệu ứng "dây phoi", nơi m à chiều cao của cây lớn hơn chiều cao của m ôi trường xung quanh. • C ó khả năng hấp thụ các chất dinh d ư ỡ ng cao v à có k h ả n ă n g tích luỹ chất dinh

dường và kim loại nặng trong phần thân cây có thể thu hoạch được trên m ặt đất. • C ó khả năng hấp thụ m uối tích lũy tro n g hệ thống theo thờ i gian. C á c y ế u t ổ c ó t h ế là m t ố i đ a h o á m ứ c n ư ớ c b ố c h ơ i .

• M ức năng lượng đầu vào cao (bức x ạ m ặt trời); • N hiệt độ không khí cao; • Đ ộ ẩm tương đối trong không khí thấp; • S ự trao đổi không khí (gió); • K hả năng duy trì, phát triển tán, vòm cây; • K hả năng duy trì và phát triển các lỗ khí khổng trên thân cây; • Chỉ số diện tích lá; • Các yếu tố như hiệu ứng oasis (nơi m àu mỡ), nơi m à không khí khô và ấm hơn cân bằng

vói vùng khô thổi qua một khu thực vật trong điều kiện dư thừa nước [Rosenberg, 1969]. T rong quá trình làm thoát - bốc hơi nước, thực vật sử d ụ n g n h iệt từ không khí và năng lượng bức xạ, và vì vậy không khí được làm m át bởi q u á trìn h này. H iệu ứng "dây

phơi", nơi m à chiều cao của cây lớn hơn chiều cao các vật thể khác tại môi trường xung quanh (độ xù xì khác nhau) có thể làm tăng lượng nước được bốc hơi [Allen và cs., 1998]. Hiện tượng này xảy ra khi các dòng đối lưu nhiệt vào các vòm cây và dòng di chuyển hơi nước ra khỏi vòm cây được gia tăng dưới tác dụng của luồng gió thổi theo phương nằm ngang vào các khóm cây. Do vậy, m ức thoát - bốc hơi nước thực lể tại các dải đất rộng cô lập tính theo đơn vị diện tích bề mặt có thể cao hom nhiều so với mức thoát - bốc hơi

được tính toán. M ột số ví dụ của hiệu ứng "dây phơi" và "nơi màu mỡ" có thể được mô tà qua quá trình thoát bốc hơi nước từ một hàng cây được bao quanh bởi thực vật thấp hoặc một cánh đồng khô không có hoa m àu, hoặc quá trình thoát - bốc hơi nước từ một dải cây cattail (cây sống trong

đất ngập

nước có lá nhỏ, dài dùng làm thảm, đệm ghế) dọc theo dòng suối. Ví dụ, m ột hàng cây được trồng

106

N

Hình 4.29. Hiệu ứng "dâyphơi".


vuông góc với hướng gió chủ đạo sẽ làm tăng lượng nước bốc hơi vì cây sử dụng nhiệt từ không khí để làm bay hơi nước và gió làm cuốn hơi nước ra khỏi cây (xem hình 4.29). Cân b ằ n g n ư ớ c và th u ỷ học M ột

trong

nh ữ n g

khía

cạnh

Nước mưa

quan trọng nhất của hệ thống thoát

Nước thoát bốc hơi

- bốc hơi nước bằng cây liễu là khả n ăng làm thoát - bốc hơi hết lượng

Nước thải (Q)

nư ớ c thải v à nư ớ c m ư a dẫn tới hệ

-----

thống. L ư ợng nước thoát - bốc hơi (B H ) hàng năm b ằn g lượng nước thài (Q) dẫn tói hệ thống cộng

m n){ 4 Ì 0 c in bằrig nước lrong hệ lhéng :hoứl.

lượng nước m ư a (M ) trên bê m ặt hệ thống (xem hình 4.30). T rên

boc hơi nước

thực tế, m ức

th o át - bốc hơi nước và lượng m ưa dao động trong Răm trcn g khi lượng

nước thải dẫn tới hệ thống lại khá ổn định. Vì vậy, sự biến động theo m ùa về lượng nước m ưa v à m ức thoát - bốc hơi nước cũng cần được xem xét sao cho hệ thống có đủ thể tích (độ sâu) để có thể d ự trừ nước thải và nước m ưa vào m ù a đông. K ích th ư ớ c và cẩ u tạ o củ a h ệ th ốn g H ệ thống X L B H N T sử d ụng cây liễu thường được xây dựng trên m ộ t m ảnh đất với độ sâu 1,5 m , được lót chống thấm bàng vật liệu polyethylene, và trồng liễu. D iện tích bề m ặt của hệ th ố n g p h ụ thuộc vào khối lượng và chất lượng nước thải cần xử lý và lượng m ưa h àn g năm tại đ ịa phương. D iện tích cần thiết để X L N T từ m ột hộ gia đình ờ Đ an M ạch thư ờ ng cần từ 120 đến 300 m 2. Lượng m ưa hàng năm tại địa điểm xây dựng là m ột th ông số q u an trọng để xác địn h kích thước của hệ thống. N ư ớc thải được cấp vào hệ thống b ằn g áp lực và dược phân phối bằng hệ thống ống ngầm dưới m ặt đất. T hân cây liễu đự ơ c định kỳ cắt tỉa nhằm kích thích sự phát triển củ a cây v à loại bỏ bớt ch ất dinh dư ỡ ng v à kim loại nặng. C á c đ ặ c t ín h c ơ b ả n c ù a h ệ i h ổ n g s ử d ụ n g c â y l i ễ u :

• Đối với hệ thống phục vụ m ột hộ gia đinh (5 người), nước thải cần được xử lý sơ bộ trong bể tự hoại hoặc bể lắng có thể tích tối thiểu là 2 m 3, trước khi được cấp vào hệ thống. • Hệ thống kín sử dụng cây liễu thường được xây dựng với chiều rộng 8 m, chiều sâu tối thiểu 1,5 m v à độ dốc be bờ 45°. • Đ áy đư ợ c lót bàng m àng chống thấm và nước thải được phân phối dưới lòng đất bên trong hệ th ống bằng hệ thống bom tự động quản lý theo m ực nước. • Ố ng thoát nư ớ c ở đáy hệ thống có thể được dùng đề x ả hết nước trong hệ thống trong trư ờng h ợ p có m uối tích tụ sau vài năm. • M ột nử a hoặc m ộ t phần ba số cây liễu được thu hoạch hàng năm để giúp cây luôn đ ư ợ c trẻ, khoẻ v à có tốc độ thoát hơi nhanh.

107


Đ ối với hệ thống X L B H N T kết hợp thấm , các kích thước cơ bản cũng được th iết kế giống như hệ thống kín. Cây liễu sẽ làm bốc hơi nước thải trong m ù a phát triển; vào m ùa đông, m ột phần nước thải sẽ được ngấm vào đất. 4.4.7. Đ ịa điểm và xây dựng X á c định địa ỉ Ị điểm Đ ể đạt m ức thoát - bốc hơi tối đa, hệ thống cần được đặt ở khoảng đất trống cách các toà nhà và cây cối m ột khoảng cách tươ ng đối. Đ ảm bảo hệ thống không bị che bóng bởi cây hoặc các to à nhà và hàng cây phải được trồng vuông góc với hướng gió chủ đạo. C ần thiết kế có lối đi thuận tiện cho việc sử dụng m áy m óc tro n g quá trình xây dựng và thu hoạch liễu. T h iết k ế và x â y dự n g N ước thải cần được xử lý sơ bộ, ví dụ bằng bể lắng trước khi cấp vào hệ thống. N ước thải được phân phối trong nền đất bằng bơm và các ống phân phối áp lực được đặt ở giữa lòng hệ thống. Ố ng phân phối được đặt trong lóp sỏi đường k ín h 15 h-32 m m hoặc vật liệu khác có độ xốp cao. Đ ầu cuối của ống phân phối được đặt tro n g giếng thăm và quan trắc (xem hình 4.31). M ức nước trong đất có thể được quan trắc tại giếng thăm nơi có thể bơm hút nước bị m ặn ra khỏi hệ thống khi cần thiết.

H ì n h 4.31 . H ệ thố n g x ử lý b ố c h ơ i n ư ớ c thài s ử d ụ n g c â y liễu.

Ố ng bảo dưỡ ng được đặí trong lớp sỏi tại đáy. Ố ng này được sử dụng để tháo nước ra khỏi hệ thống khi cần thiết. Đ ất trồng được sử dụng tại chỗ. H ệ thống được be bờ xung quanh cao 0,3 m để tránh nước chảy tràn từ khu vưc xung quanh v à giữ nước vào m ùa đông (xem hình 4.32). M ột hệ thống chuẩn thường có bề rộng 8 m , độ sâu 1,5 m và

108


chiều dài phụ thuộc d iện tích cần thiết. Các hệ thống sâu hon, có sườn dốc hơn thường có lợi thế hơn.

0,3m

1,5m

5m

Hình

4 3 2 . M ặ t c ắ t h ệ th ố n g X L B H N T s ừ d ụ n g c â y liễ u . N g u ồ n : G r e g e r s e ìì và c s ., 2 0 0 3 a

Đấỉ phủ bề mặỉ 0,6rn Ổng phản phối

1111111111111 ilMÍịpi ỉiíiiìlinrn

phân phối [ Lớp vật liệu phâ . ị dày toi thiểu 0,225m

\-— :— I Rộng tối thiểu 0,25m

Đất phủ bể mặt

Vải địa kỹ thuặt

niiiinniin

òng phản phối I Lớp vặt liệu phân phối ^ d à y tối thiểu 0,25m

Rộng tối thiểu 0,25im

H ì n h 4 .3 3 . C h i tiế t hệ th o n g p h â n p h ố i n ư ớ c th à i.

109


ớp vật liệu phân phối Irrv - r^ - ố n g dẫn bảo dưỡng ■" > * ' — ' ^ r^ - v ả i địa kỹ thuật Màng chống thấm Lớp cát dày 0,5m

Hình

4 .3 4 . M ặ t c ắ t h ệ th ố n g X L B H N T k í n .

Trồng cày và g â y g iố n g Hệ thống thoát - bốc hoi sừ dụng cây liễu cần x ây d ự n g vào m ùa xuân. C ác vật liệu trồng cây cần được chuẩn bị b ờ i các ch u y ên gia gây giống, c ầ n sử dụng các vật liệu chiết cây vô tính thuộc loại có khả n ăn g p h át triển n h an h để cấy trồ n g n h ằm tạo ra sinh khối ở m ức cao nhất. Liễu phát triển tự n h iên sẽ k h ô n g sử d ụ n g được. L iễu thư ờ ng có khả năng phát triển nhanh trong năm đầu, có thể đ ạ t ch iều cao 4 m. V ào m ù a đông sau khi trồng, cần tiến hành cắt tỉa các m ầm chồi tại vị trí sát đ ất nhàm k ích th ích cây nảy nhiều m ầm , tạo khóm . T hông thư ờ ng, liễu có thể th u h o ạch đư ợ c sau b a năm (cũng vào m ùa đông) tính từ lần cắt tỉa ban đầu. C ây liễu th ư ờ n g p h át triển rất tố t tro n g điều kiện có đủ độ ẩm trong vùng đất sâu k h o ản g 1 m tín h từ bề m ặt. L iễu có th ể chịu được úng lụt theo m ùa như ng không sống được tro n g úng n g ập lâu dài. K iểm soát cỏ dại là công tác quan

re .

trọng trong việc trồng liễu, c ầ n nhổ sạch tất cả các loại cỏ sống dai trước khi trồng liễu và trong suốt hai m ùa tăng trưởng đầu tiên. T rong hai năm đầu cần lập hàng rào bảo vệ liễu để tránh bị phá hại do thỏ hay các động vật ăn lá khác có thể gây nên. N ên trồng các loại liễu cho năng suất cao, được gây giống đặc biệt để sử dụng nh ư loài cây năng ỉượng luân canh ngắn hạn (xem hình 4.35). C ác

Hình 4.35.

P h á n l o ạ i c á c g iố n g li ễ u ih e o m ã m àu. N gu ồn : D E F R A , 2002.

giống liễu này đã được tiến hành lai giống để có năng suất cao, dáng cây th ẳn g v à có k h ả n ăn g ch ố n g chịu sâu bệnh. Trồng 110


xen kẽ các loại giống liễu khác nhau để tạo khả năng đề kháng các loại bệnh do nấm

gây nên là phư ơ ng pháp lý tư ở ng nhât.

1m

1m

Liễu được cấy trồng dưới dạng

1m

._ 1,5m

1m ^

các đoạn cắt dài 20-f30cm từ thân cây m ột năm tuổi thu hoạch trong

T ’ rô o

c n c 'C O X

• c o

T -

1 ‘cũ1 o

! ‘ rô ! o

’ õõ_ o

,

< N j"

■co "

ơ> c 1 'C O

! c n ‘ c 1 ,0 3

ơ> cz '0 3

1 X

X

CN

1

X

;

khoảng thời gian từ tháng 12 đên

tháng 3 khi cây đ an g trong thời kỳ

!

ngủ đông. C ác đoạn cắt cần được

!

trồng ngay hoặc giữ ở nhiệt độ

;

-2°c đến -4 °c vì chúng có thể

sống được vài tuần ở nhiệt độ này. Các đoạn cắt nên được vận chuyển

<5*

o LO

:o

từ nơi giữ lạnh đến khu vực cấy

' ot

trồng ngay trong buổi sáng thực

'ír

hiện trồng các đoạn cắt đó. Neu

H ì n h 4 .3 6 . S ơ đ ô t r ô n g x e n k ẽ b a lo a i liê u k h á c n h a u .

gián đoạn,

các đoan cắt đươc giữ ở nhiêt đô „ __ . . . , trên 0 c , giai đ o ạn ngu đông sẽ bị

rễ bất địn h sẽ phát triển và m ầm có thể nảy m ạnh. H iện tượ ng này sẽ làm

giảm thành phần nước,

chất dinh dư ỡ ng

và do đó khả năng sống cù a cây cũng suy giảm.

C ây đư ợ c trồ n g sau đợ t sư ơng giá cuối cùng trong năm là lý tườ ng nhất, nhưng cũng có thể trồng sớm vào tháng hai nếu điều kiện đất cho phép. V iệc trồng cây m uộn vào tháng sáu vần có thể thành công như ng nên tránh trồng m uộn vì m ùa tăng trư ởng đầu tiên càng dài thì cây càng có thể sống khoẻ hơn vào m ùa đông. L iễu nên được trồ n g thành hàng cách nhau khoảng 1 m và các nhóm gồm ba hàng m ột cách nhau khoảng 1,5 m. C ác cây trong hàng nên cách nhau khoảng 0,4-ỉ-0,5m. Từ m ỗi đoạn cắt 1H-3 chồi cây sẽ nảy lên và đạt chiều cao tới 4m vào cuối m ùa phát triển đ ầu tiên. Đ e giảm thiểu các thiệt hại do sâu bệnh, ba giống liễu khác nhau nên được trồng thành các h àn g xen kẽ (xem hình 4.36). C ây liễu cần được chăm sóc cẩn thận nhằm ngăn ngừa sâu bệnh, cỏ dại để đảm bảo cho liễu p hát triển tốt trong năm đầu. C ô dại nên được nhổ bằng m áy. V ào m ùa đông đầu tiên sau khi được trồng, cây liễu thườ ng được cắt ngắn cách m ặt đất dưới 20 cm nhàm k ích thích phát triển thành khóm có nhiều m ầm . C ông việc này nên đựơc thực hiện vào cuối m ùa đông, như ng trước thời kỳ nảy m ầm , thường vào cuối tháng hai. Sau khi cắt liễu có thể tiến hành phun thuốc diệt cỏ nhằm loại bỏ cỏ dại m ọc trong năm đầu. N ên sử d ụng thuốc diệt cỏ trước khi liễu nảy m ầm tạo khóm để chánh ảnh hưởng của th u ốc làm hỏng cây. T ừ m ỗi gốc cắt sẽ m ọc khoảng 5 đến 20 chồi cây tùy thuộc vào g iống liễu. T rong v òng b a tháng kể từ khi cắt liễu, nên làm m ái che hạn chế ánh sáng trên m ặ t đ ất để diệt cỏ m ột cách tự nhiên.

111


V iệc thu hoạch liễu thường tiến hành theo chu kỳ hai hoặe b a năm m ộ t lần. T ùy theo chu kỳ lưa chọn, m ột nửa hoặc m ột p h ần ba thửa liễu sẽ được cắt m ỗi năm . C ông việc rtày được tiến hành vào m ùa đông, sau khi lá rụng và trước khi nảy m ầm , thườ ng vào khoảng giữa tháng m ười đến đầu tháng ba. X á c định kích th ư ớ c và q u y hoạch h ệ th ốn g D iện tích bề m ặt của hệ thống phụ thuộc khối lượng, ch ất lượng nư ớ c thải cần x ử lý và lượng m ư a hàng năm tại địa phương. L ư ợng m ư a hàng năm tạị địa điểm xây dựng hệ thống và lượng thoát - bốc hoi là các thông số quan trọng để xác định kích thước. T ổng lượng nước thoát - bốc hơi hàng năm từ các hệ thống sừ dụng cây liễu tại Đ an M ạch tính theo các thông số khí hậu được cho là cao gấp 2,5 lần m ức thoát - bốc hơi tự nhiên tại khu vực. C ác yếu tô này cần được kiểm tra khi áp dụng đối với các khu vực khác trên thế giới. Lượng thoát - bốc hơi có thể được xác định qua các số liệu về khí tượng. V iệc tính toán m ức thoát - bốc hơi dựa trên d ữ liệu khí tượng yêu cầu các thông số về vật lý và khí hậú khác nhau. Sô liệu về thời tiết có thể dùng để tính to án ứớc lượng m ột số số liệu khác; các thông sổ còn lại thư ờ ng liên quan đến các số liệu được đo trực tiếp và có thể được tính toán bằng các công thức thực nghiệm . C ác số liệu này cho phép tín h toán lượng nước (tính bàng m m /năm ) có thể bị thất thoát từ hệ thống b ở i quá trình thoát - bốc hơi. D iện tích bề m ặt cần thiết củ a hệ thống sau đó được xác đ ịn h dựa vào lượng nước thải, lượng nước m ưa trung bìn h , và lượng nước thoát - bốc hơi tại vị trí xây dựng hệ thống. Các số liệu về sự thay đổi lượng m ưa v à lượng bay hơi theo m ù a cũng là các yếu tố quan trọng. Các quy luật về sự thay đổi lượng m ư a và lượng thoát - bốc hơi h àn g năm (có thể dùng theo tháng) có thể được áp dụng làm m ô hình tính toán biến động theo m ùa trong cân bằng nước của hệ thống v à dùng để tính lượ ng nước cần dự trữ vào m ùa đông. K inh nghiệm vận hành các hệ thống thực tế tại Đ an M ạch, cho thấy nhu c ầu về lượng nước dự trữ vào m ùa đông thường lớn hơn lượng nước thoát - bốc hơi và có vai trò quyết định trong tính toán diện tích bề m ặt củ a hệ thống. X á c định quy m ô h ệ th ốn g th o á t - b ố c h ơ i n ư ớ c b ằn g liễu ở Đ an M ạch Các tài liệu hướng dẫn của Đ an M ạch cung cấp các chi dẫn chi tiết về thiết kế, xây dựng và xác định kích cỡ của hệ th ố n g [G re g e rsen v à cs., 20 0 3 ]. D o lượng m ưa (và ở m ức độ thấp hon là lượng thoát - bốc hơi) biến đổi theo vùng, việc xác định quy m ô của hệ thống ở Đan M ạch cũng dao động với hệ số lớn hơn hai. Đẻ đảm bảo thoát - bốc hơi nước công suất 100 m 3/năm, diện tích cần thiết của hệ thống là 124 m 2 đối với khu vực có lượng m ưa thấp nhất, và cần diện tích bề m ặt là 293 m 2 đối với khu vực có lượng nước m ư a cao nhất (xem hình 4.37). Vì vậy, cần phải khảo sát kỹ điều kiện khí hậu địa phương trước khi thiết kế m ột hệ thống thoát - bốc hơi nước.

112


169

181

16« /

175 / 166

181

1^7

170 15«

U1

<*

2

2» > 24» • * *

1ề

í 1 tí

» ìl i'1

£

I ,1W

íT _

33*

265

233

.1«

17«

p*

2«4

271

210

V " ả ----

240

291

252

ĨU

277^ à 273

2Í3

17

TTx f»À

l íhí :

174

V

SÃ'

283

233

20S .

<

207' 23? ^ I ^ _L "77' 233 iẾ IM ,

220

151

1#5

1»,

261

2ũậ

243

217

V7 ^ 242 238

130

>N ; \ .

130

140

IM

ISA ' t n K.

161

12?

•\ 'K 8 oC

ti7\

Ị33

nu

140

/y 13«; 13*

197

MO

ì 1 2 6 \ 132 . 137 \ H9 15? _ s f c . ■fi>ị' 1 ^ +■ UI' 133 12«

ề ị

137

£

!S*

-

1 v>

iỉg ĩẾ & X \' / & 12« ỳ s I 12® -

135 147

.127

129 12« V

.142*1s . w

í 174 r

132

126.

134

152

138*1

207

-7

} 150

.ụ /

H T c;, 210 .154, ỳ \

149 U2 / ^ N. 1

AW

163 T!__ 17»

IM

1ÔO

14«

tạ

174 1^47

228

100m3/năm nước thải

144

179 •1** \

m

Diện tich cần thiết (m2) làm bốc hơi

17Í

■rr—

Ỉ5 » svr, _ J^ V í r• j? 13ị 071“L,1M 441 \ / 134 134

12«

I2r

'ă 124

125

M

125

ĩl ìn h 4 3 7 Bán đồ phân ximq theo nhu cầu diện tích bề mặi cùa hệ íhóỉìg sử tỉimq ìieu đè XLBĨỈN T công suất Ỉ00n//nùm .

V iệc xác định quy m ô cùa hệ thống thoái - bốc hơi có thắm nước cũng được thực hiện như hệ thống kín. Trong mùa phát triển, cây liễu sẽ làm bay hơi toàn bộ lượng nước thải, nhưng vào m ùa đông m ột phàn nước thãi sẽ ngấm vào đất. N hìn chung, các hệ thống thoát - bốc hơi có thấm nước cho phép độ linh hoạt cao hơn trong việc xác định quy m ô vì lượng nước không thoát - bốc hơi được sẽ thấm vào đất. 4.4.8. V ận h à n h và b ả o d ư ỡ ng tXr ***&&■<* ^

K h ở i đ ộ n g h ệ th ố n g

T rong giai đoạn khởi động hệ thống, công việc chính là thực hiện sao cho cây trồng phát triển nhanh, có m ật độ lớn để có thể thoát hơi nước. Vì vậy, trong năm đầu cần quan tâm tới việc cấy trồng cây. T hời gian và khoảng thời gian khởi động hệ

.

Hình 4.38 Gốc liễu sau khi cái.

113


thống thông thường tốt nhất là vào đầu m ù a xuân. K hi cây đã đ ư ợ c trồng, lư ợ ng nước thải cấp vào hệ thống cần được kiểm soát th eo n h u cầu củ a cây (ít n h ất là k h ô n g làm kìm hãm sự phát triển của cây), c ỏ dại cần được n hổ sạch tro n g m ù a p h á t triển đ ầ u tiên vì chúng có thể làm giảm khả n ăn g phát triển c ủ a cây. M ứ c n ư ớ c tro n g hệ th ố n g cần được kiểm tra thư ờ ng xuyên trong suốt n ăm đầu. D o tốc độ th o át - b ố c hơi còn thấp trong năm đầu khi cây còn nhỏ, m ứ c nư ớ c có thể d ân g lên b ằn g với m ặt đất vào cuối m ùa thu; nếu hiện tượng này xảy ra, cần tiến hành bơm nước ra khỏi hệ thống. C ông việc này có thể phải duy trì cho đến m ùa xuân tiếp sau khi tốc độ thoát - bốc hơi đã tăng. B ảo dư ỡ n g và c ắ t tỉa định kỳ Sau năm đầu tiên, việc bảo dưỡ ng cần được th ự c hiện đ ịn h kỳ với các công tác hút bùn cặn (hàng năm ) từ bể tự hoại hoặc bể lắng, k iểm tra h o ạt độn g củ a bơm v à cắt tỉa m ột nửa hoặc m ột ph ần ba số cây đối với hệ th ố n g sử d ụ n g cây liễu. V iệc cắt b ớ t cây (H ình 4.38) được tiến hành vào m ù a đông, sau khi lá rụ n g v à trư ớ c khi nảy m ầm , thường vào khoảng giữ a tháng m ười đến đ ầu th án g ba. c ắ t tỉa cây là cần thiết nhằm giúp cho cây phát triển khoẻ m ạnh v à có k h ả n ăn g th o át hơi cao. V iệc cắt cây cũ n g có ích và phù hợp nhất trư ớ c khi cây q u á to. 4.4.9. C hi phí đầu tư và vận hành C h i p h í đầu tư Chi phí đầu tư cho hệ thống thoát - bốc hơi n ư ớ c d ao đ ộ n g lớn tù y thuộc nhu cầu xây dựng và điều kiện thực tế của khu vực. C hi p h í cho v iệc x ử lý sơ bộ, th ư ờ n g bao gồm bể tự hoại hoặc bể lắng và hệ thống bơm nước th ải đ ế n hệ th ố n g có thể đ ư ợ c tính to án m ột cách tương đối chính xác theo định m ức xây dự ng; n h ư n g chi phí ch o hệ thống thoát bốc hơi nước lại phụ thuộc vào yêu cầu có m àn g c h ố n g th ấm , khối lượng đất cần vận chuyển v .v ... Theo kết quả khảo sát 34 hệ thố n g th o át - b ố c hơi nước sử dụng cây liễu cho riêng từng hộ gia đình ở Đ an M ạch (hệ thống kín có m àn g ch ố n g thấm ), chi phí vốn dao động trong khoảng từ € 2.000 đến € 1 2 .0 0 0 [G regersen v à cs., 2003]. Chi phí đầu tư trung bình cho m ột hệ thống kín sử dụn g cây liễu, bao gồm x ử lý sơ bộ v à bơm , ở Đạn M ạch là khoảng € 8.000. Do vậy, cần tính to án chi p h í vố n cho m ỗi hệ thống riên g lẻ vì chi phí này phần lớn phụ thuộc nhu cầu đào đ ất v à m àn g lót c h ố n g thấm . C h i p h í vận hành Chi phí vận hành c ủ a hệ thồng th o át - b ố c hơi n ư ớ c th ư ờ n g rấ t th ấp v à giới h ạn ờ chi phí cho việc hút bùn bể tự hoại hoặc bể lắng v à b ơ m n ư ớ c thải đ ến hệ thống. V iệc cắt cây cần th ự c hiện m ột n ăm m ộ t lần, n hìn ch u n g đò i hỏi rất ít công sức. Đối với hệ thống sử dụng cây liễu dành riên g cho hộ gia đ ìn h , v iệc cắt cây th ư ờ n g đ ư ợ c thực hiện tron g vài giờ do chính chủ nhà. N ăm đ ầu sau khi gây trồ n g v ư ờ n liễu, cỏ cần được nhổ sạch và công việc này cũng đòi hỏi rất ít công sức. C hi ph í v ận h àn h hệ thố n g sử dụng cây liễú dành riêng cho m ột hộ gia đìn h ở Đ an M ạch, bao gồ m cả chi phí cho việc hút bùn bể tự hoại (lần/năm ), thường m ất k h o ản g € 300/năm .

114


M ột yếu tố q uan trọng khi so sánh chi phí là hệ thống thoát - bốc hơi nước làm giảm lượng nước thải đượ c xả ra từ hệ thống. Trên thực tế, trong trư ờng hợp sử dụng hệ thố ng kín, tu y ệt đối k h ô n g có nước thải xả ra. Ở Đan M ạch, người xả nước thải phải trả m ứ c phí khoảng € 5 /m 3; n h ư vậy m ột hộ gia đình xà 100 m 3/năm sẽ phải trả € 500/năm . T rong hệ thống th o át - bốc hơi kín, không có nước thải xà ra, các hộ không phài trả k h oản phí nào. V ì vậy, k hoản tiền tiết kiệm € 500/năm cao hơn so với khoản chi phí vận hành € 300/năm . 4.4.10. ứ n g d ụ n g H ệ thống thoát - bốc hơi nước chủ yếu được sử dụng để xử lý nước thải tại chỗ đặc b iệ t dành cho các k h u vự c có yêu cầu bảo vệ nghiêm ngặt các nguồn nước m ặt và nước ngầm hoặc n h ữ ng nơi m à việc làm thấm nước vào đất không thực hiện được. Ở Đan M ạch, hệ thống thoát - bốc hơi nước sử dụng cây liễu được áp dụng ở vùng nông thôn nơi có tiêu ch u ẩn về nướ c thải rất ng ặt nghèo và nơi nước không thể ngấm ra đất, hoặc do phải bảo vệ nguồn nước ngầm hoặc do đất sét hay mực nước ngầm cao. H ệ thống được xây đựng tại từng hộ gia đình hoặc sử dụng cho nhóm gồm vài hộ gia đình. Hệ thống sử dụng cây liễu có thấm nước vào đất chủ yếu dành cho từng hộ gia đình riêng lẻ. M ộ t s ố kin h n g h iệm về h ệ th ố n g X L B H N T khôn g p h á t th ải tạ i Đ an M ạch H iện tại, hơn 100 hệ thống x ử lý không phát thải sử dụng cây liễu đang hoạt động tại Đ an M ạch, chủ yếu phục vụ các hộ gia đình ờ vùng nông thôn. Phần này sẽ tóm lược sáu hệ thống đượ c x â y dự n g vào năm 1997 [G regersen và Brix, 2000; 2001]. Sáu hệ th ố n g này tiếp n hận nư ớ c thải từ các hộ gia đình đon lẻ và có diện tích bề m ặt từ 150 đ ến 500 m 2, tuỳ th u ộ c vào số lượng người, m ức tiêu thụ nước của họ và lượng m ưa tại đ ịa phương. B a loại liễu

( S a lix v im in a lis )

gồm "B jốm ", "Tora" và "Jorr" được trồng ở

dạng các đoạn cắt dài 20cm và nhô trên mặt đất 5cm. N ước thải xả vào hệ thống, lượng m ư a cũng như m ức nướ c bên trong vư ờ n liễu luôn được kiểm tra cẩn thận. Cân bằng nước

M ộ t trong số n h ữ ng ý n g h ĩa quan trọng nhất của hệ thống làm sạch nước thải sử d ụ n g liễu là khả n ăn g th o át - b ốc hơi toàn bộ nước thải và nước m ưa trút lên hệ thống. T ro n g b ảng 4.14 nêu các số liệu về lượng thoát - bốc hơi nước từ sáu hệ thống được ước tính trong hai năm ho ạt động đầu tiên [G regersen và B rix, 2001]. L ư ợng nư ớ c thải x ả vào hệ thống là 450 đến 600 m m /năm . Trong năm thứ hai, lượng nướ c m ư a cao hơn m ức trung bình của 30 năm (1.150 m m ) gần 400 mm. ở hệ thống 1 v à 5, sức tăn g trư ở ng của cây liễu tư ơ ng đối kém do có cỏ m ọc nhiều trong vườn liễu. H ệ thống 6 có nướ c m ặt chảy vào hệ thống do lỗi xây dựng. M ức nước m ư a cao trong n ăm th ứ hai dẫn đến tình trạng bão hòa hoàn toàn (nước đọng trên m ặt vườn) ở m ột số hệ thống; do vậy, các hệ thố n g này bị quá tải thuỷ lực. V iệc loại bỏ nư ớ c khỏi hệ thống diễn ra nhờ quá trình bay hơi từ m ặt đất, thự c vật và q u á trình th o át hơi.

115


Bảng 4.14. Lượng thoát - bốc hoi nưóc (mm/năm) của sáu hệ thống sử dụng liễu ở Đan Mạch N ăm 1

N ăm 2

(tháng tư 1997- tháng ba 1998)

(tháng tir 1998 - tháng ba 1999)

1

980

1.470

2

1.270

2 .0 9 0

3

1.140

1.650

4

1.130

1.690

5

980

1.660

6

1.020

1 .880

H ệ thống

Nguồn: Gregersen và Brix, 2001 T h u h o ạ c h v à s ả n s u ấ t s in h k h ố i

Số liệu về năng suất sinh khối và hàm lượng dinh dưỡng cũ n g n hư kim loại nặng trong thân và lá các cây liễu m ột và hai năm tuổi được xác định tro n g hệ thống 4. Tại hệ thống này vườn liễu bao gồm ba hàng thuộc loại "Jorr", hai h àn g loại "B jom " và hai hàng loại "Tora". Đ iều đáng tiếc là k h ông đo được chính xác lư ợ n g chất dinh dưỡng và kim loại nặng được xả vào hệ thống. V ới hàm lượng thông thư ờ ng trong nước thải từ hộ gia đình: 30 m g/L tổng-nitơ (N), lO m g/L tổng-phôtpho (P) [H enze, 1982], và 30m g/L kali (K ), lượng nitơ, phôtpho và kali trong sinh khối thu hoạch được gần bằng với lượng được xả vào hệ thống theo nước thải. R iêng với phôtpho, lượng được thải vào hệ thống cao gần 30% so với lượng trong sinh khối có thể thu hoạch được. T u y nhiên, việc cân bằng phôtpho phụ thuộc vào m ức độ sử dụng chất tẩy rừa có ch ứ a p h ô tp h at tại m ỗi hộ gia đình cụ thể. Đối với kim loại nặng, thường k h ông thể dựa vào số liệu có sẵn để tính toán m ức cân bằng khối lượng. Tuy nhiên, nước thải sinh hoạt từ các hộ gia đ ìn h thư ờ ng chứa ít kim loại nặng. N ồng độ trung bình của các kim loại nặng trong nước thải sinh hoạt thường ở m ức: cadim i (Cd): 2 I-Ig/L, chì (Pb): 40 |J.g/L; kẽm (Zn) 130 (Ig/L; đồng (Cu) 40 |ig/L ; niken (N i) và crôm (C r) 15 |ig /L ; thuỷ ngân (H g) 12 |ig /L [H enze, 1982]. N eu các số liệu này được sừ dụng cho việc tính toán cân bàng khối lượng íhì có thể xem là một phần kim loại nặng đã tích tụ trong hệ thống trong suốt khoảng thời gian hoạt động của hệ thống. T uy nhiên, việc cây liễu hấp thụ kim loại nặng còn tu ỳ thuộc vào m ức kim loại có trong đất và giống cây liễu [L andberg và G reger, 1994, 1996; G reger, 2000] và vì vậy lượng kim loại nặng được loại bỏ qua thu hoạch có thể cao hơn m ức được ghi lại trong số liệu hiện có. Đối với trư ờng hợp xấu nhất, dự a trên số liệu về hiệu q u ả xử lý hiện có và các m ức nồng độ kể trên, cho thấy sau 25 năm hoạt đ ộng m ức kim loại nặng trong đất không vượ t quá chuẩn cho phép hiện hành về sử d ụng đ ất cho nông nghiệp (Cd: 0.5 m g/kg đất khô; Pb: 40 m g/kg đất khô; Zn: 100 m g/kg đ ất khô; Cu: 40 m g/kg đất khô; Ni: 15 m g/kg đất khô; Cr: 30 m g/kg đất khô).

116


T í c h tụ m u ố i

H àm lượng m uối trong hệ thống có xu hướng tăng dần theo thời gian, nhưng tốc độ tăng k h ô n g xác định được và còn tuỳ thuộc vào lượng m uối có tro n g nước thải và do đó p h ụ thuộc vào thói quen của người xả thải. Nếu lượng m uối tro n g nước thải tăng quá m ức cho phép, cần x ả hết nước có chứa m uối ra khỏi hệ thống vào giai đoạn sau của q u á trình hoạt động. K i n h n g h iệ m

K inh nghiệm đầu tiên ở Đan M ạch cho thấy điều quan trọng là phải giữ cho vườn liễu m ới được gây trồng không bị cỏ m ọc trong suốt năm đầu. c ỏ m ọc nhiều sẽ làm giảm đ án g kể việc sản sinh các nhánh liễu trong năm đầu. T h ông thư ờ ng thân liễu được cắt trong năm đầu nhằm tăng số nhánh từ mỗi cây, nhưng nếu cây liễu m ọc với số nhánh ít trong năm đầu thì cũng sẽ m ọc ít nhánh vào năm thứ hai và các năm tiếp theo. D o vậy, năng suất tăng trư ởng sinh khối cũng sẽ thấp hơn và quá trình thoát - bốc hoi cũng n h ư hấp thụ chất din h dưỡng sẽ bị ảiih hưởng. T ừ năm thứ hai liễu sẽ m ọc vượt cỏ n ếu được làm sạch cỏ trong năm đầu. C ác thông số quan trọng khi thiết kế hệ thống làm sạch nước thải sử dụng cây liễu b ao gồm : • K hối lượng nước thải chính xác trong năm vận hành đầu tiên; • L ư ợng nước m ư a tại khu vực xây dụng; • K hả năng chọn giống liễu cỏ thể thoát - bốc hơi nước và tíc h luỹ chất dinh dưỡng và kim loại nặng trong lượng sinh khối có thể thu hoạch được trên m ặt đất. Ví dụ, tại m ột khu vực có lượng m ưa trung bình hàng năm là 700 m m ; giả thiết là c ây liễu làm thoát - bốc hơi 1.200 m m m ồi năm. C hênh lệch g iữa lượng nước m ưa (700 m m ) và lượng bốc-thoát hơi nước (1.200) là 500 m ra hay 500 L /m 2, m ức này bằng với lượng nước thải xả vào hệ thống mỗi năm . Giả sử m ức xả nước thải là 100 lít m ột người m ột ngày hay 36.500 lít m ột người m ột năm , diện tích bề m ặt cần có để thoát - bốc hơi lượng nư ớ c thải đó bằng 365.500 L/năm chia cho 500 L/m 2.năm b ằn g 73m 2/người. c ầ n tính đến các biến đổi theo m ùa trong lượng nước m ưa và m ức th o át - bốc hơi nước sao cho hệ thống cỏ đủ thể tích (độ sâu) để chứa nước thải và nước m ưa trong m ùa đông. H ơn nữa, lượng chất dinh dưỡng được xả vào hệ thống phải bằng với lượng được lấy đi q u a việc thu hoạch sinh khối trên m ặt đất. Số liệu cho thấy khi sức tăng trưởng của cây liễu đạt m ức tối ưu vào năm hoạt động đ ầu tiên, lượng thoát - bốc hơi của hệ thống có thể tăng ít nhất 300 m m (trong điều kiện Đ an M ạch) vào năm tiếp theo, có nghĩa là từ 1.200 đến 1.500 m m /năm . D o vậy, trong nhữ ng năm tiếp theo các hệ thống làm sạch nước thải giành cho 2-Ỉ-3 người có thể tiếp nhận đư ợ c m ức nước thải cao hơn so với m ức thiết kế. T u y nhiên, vẫn chưa chắc chắn về khả năng hoạt động lâu dài của hệ thổng, đặc biệt là lượng m uối tích tụ và khả năng phát triển ổn định của cây liễu.

117


4.5. CÁC PH Ư Ơ N G PHÁP x ử LÝ KỴ KHÍ NƯ Ớ C THẢI 4.5.1. T ổn g quan Các quá trình kỵ khí có thể xử lý nướ c thải có nồng độ các chất h ữ u cơ cao. T ro n g điều kiện không có ôxy, các vi khuẩn kỵ khí sẽ phân hủy và chuyển hóa các h ợ p chất hữu cơ thành cacbon điôxyt và m êtan (khí sinh học). T rước đây, quá trình kỵ khí đượ c áp dụng để xử lý bùn cặn, các chất thải hữu cơ, và nước thải có nồng độ chất h ữ u cơ cao. T rong các trạm xử lý nước thải đô thị thường có các công trình phân hủy (bể m êtan) để xử lý kỵ khí bùn cặn. v ấ n đề thiếu năng lượng trong những năm 70 đ ã 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 thự c 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 trìn h x ử lý kỵ khí. N g ày nay, x ử lý sinh học kỵ khí còn được áp dụng để xử lý nước thải có nồng độ chất hữ u cơ tru n g bình và thấp n hư nước thải sinh hoạt. 4.5.2. L ịch sử ph át triển T rước những năm cuối của thế kỷ X IX , m êtan đã được biết tới là khí được sản sinh từ quá trình sinh-hóa. V ào năm 1896 việc ứng dụng quá trình phân hủy kỵ khí đ ã được thực hiện đầu tiên tại nước A nh để sản xuất ra khí m êtan thắp sáng đường phố. Sau chiến tranh thế giới thứ hai, công nghệ xừ lý kỵ khí đã phát triển rất nhanh, giữ a năm 1950, bể phản ứng tiếp xúc kỵ khí xuất hiện. P h át m inh quan trọng này trong xử lý kỵ khí cho phép kéo dài thời gian lưu b ùn (SR T ) hơn thời gian lưu nước (H R T) trong bể phản ứng. C uối những năm 1960, Y ong và M cM arty đã phát m in h ra bể lọc kỵ khí (A F). V ào cuối những năm 1970, L ettin g a v à các đồng nghiệp của ông tại trư ờng đại học nông nghiệp H à Lan đã phát m in h ra bể x ử lý sinh học dòng chảy ngược q u a tầng bùn kỵ khí (U pflow A naerobic Sludge B lanket - U A SB ), công nghệ xử lý kỵ khí nước thải này đang được ứng dụng rộng rãi nhất hiện nay. C ông nghệ x ử lý bằng A F và U A SB đã thúc đẩy sự phát triển củ a các kỹ thuật x ử lý kỵ khí tốc độ cao, xây dựng lý thuyểt về phát triển làm giàu vi sinh vật trong bùn nhằm m ục 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 (E G SB ) là những ví dụ điển h ìn h nhất. 4.5.3. C ơ chế lên m en ky khí Sự chuyển hóa các hợp chất cao phân tử thành khí sinh học đòi hỏi sự tác đ ộng của m ột vài nhóm vi sinh vật. Q uá trình phân hủy kỵ khí được tiến hành q u a các bước khác nhau như phân hủy kỵ khí các chất đạm , hydrat cacbon, chất béo. Q uá trình chuyển hóa toàn phần bao gồm bổn giai đoạn chính (xem hình 4.39):

118


C Á C H Ợ P CH AT H ữ u c ơ ĐẠM, H Y D R À T CACBO N , CH ÁT b é o T H Ủ Y PHÂN

A X IT HÓA C Ả C SẢN phAm t r u n g g ia n P R O P IO N IC , B U T Y R IC v.v... A X E T A T HÓA

M ÊTAN HÓA

100% COD

H ì n h 4 .3 9 . Q u á trìn h p h á t sin h mê tan từ c á c hợ p c h ấ t c a o p h â n từ. C á c c h ừ s ố th ể h iệ n p h ầ n tră m ( % ) th e o C O D ; lư ợ n g C O 2 p h á t s in h k h ô n g đ ư ợ c đ ề c ậ p ở đ â y .

Nguồn: Gujer và Zehnder (1983) Thủy p h â n Q uá trình này chuyển hóa các chất rắn phức tạp thành các hợp chất hòa tan với trọng lượng phân tử nhẹ hơn. Q uá trình này đòi hỏi sự tác động của các enzim ngoại bào tiết ra từ các vi khuẩn gây m en. C ác chất đạm được phân hủy thông qua các chuỗi thành các axit am in, hydrat cacbon được chuyển hóa thành các chất đườ ng có thể hòa tan và các chất béo được chuyển thành chuỗi các axít béo và glycerin. T rên 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 duới 20°c. A x ỉt hóa T rong quá trình axit hóa, các chất hòa tan được tạo thành từ quá trình thủy phân dưới tác dụng của các vi khuẩn lên m en 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, am ônia và khí hyđro sulfat). Q uá 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 m ột số loại vi khuẩn lưỡng tính có thể chuyển hóa các chất hữu cơ qua con đường ôxy hóa. Đ iều này rất quan trọng trong x ừ lý nước thải kỵ khí, vì ôxy h ò a tan có thể gây ảnh h ưởng xấu cho các vi khuẩn kỵ khí và các vi khuẩn m êtan hóa. A x e ta t hóa Các hợp chất tạo thành từ quá trình axit hóa được chuyển hóa thành các sản phẩm cuối để sinh khí m êtan: axetat, hydrô, và cacbon dioxit. N h ư m ô tả trên hình 4.39, khoảng 70% CO D trong nước thải đầu vào được chuyển thành axít axetic và phần còn

119


lại được tập trung làm nguồn cấp đ iện tử trong phản ứng tạo khí hydrô. Tùy thuộc v ảo thế năng ôxy hóa của các chất hữu cơ ban đầu, quá trình axetat h ó a có thể diễn ra cùng với sự tạo thành cacbon dioxit hoặc hydrô. M ê ta n h ó a

M êtan hóa thường là giai đoạn chiếm tỉ lệ hạn chế trong toàn bộ quá trình phân hủy, m ặc dù tại nhiệt độ thấp nó có thể thủy phân. M êtan được tạo thành từ quá trình p h ân hủy axetat hoặc từ phản ứng khử dioxit cacbon bàng hydrô, tương ứng, bởi các vi k huẩn lên m en giấm và vi khuẩn hydrô. T ổ n g h ợ p m ê t a n t ừ v i k h u ẩ n lê n m e n g i ấ m

C H ìC O O H - > C H 4 + C O 2

(4.39)

T ổ n g h ợ p m ê ta n t ừ v ỉ k h u ẩ n h y d r o 4H2

+

C O 2 -» C H 4 + 2 H 20

(4.40)

C ác vi khuẩn tổng h ọp m êtan từ hydro v à dioxit cacbon p h át triển nhanh hom các vi khuẩn sử dụng axetat [H enzen và H aư em o es 1983], vì vậy quá trình tổng họp m êtan bởi các vi khuẩn lên m en giấm thường chiếm tỉ lệ giới hạn trong suốt quá trình chuyển h ó a các hợp chất hữu cơ cao phân tử có trong nước thài thành khí sinh học. C ác nhóm vi khuẩn khác nhau tham gia trong quá trình chuyển hóa các chất hữu c ơ đều có khả năng đồng hóa và dị hóa. V ì vậy, song song với q u á trình giải phóng ra các sàn phẩm lên m en khác nhau, lượng sinh khối m ới cũng được tạo thành trong bốn giai đoạn chuyển hóa được m ô tả trên. Đ ể th u ận tiện, ba quá trình đầu tiên đôi khi được gộp lại với nhau và được gọi là quá trình lên m en axit, và quá trình th ứ tư được gọi là q uá trình m êtan hóa. Q uá trình lên m en axit có khuynh h ư ớ n g làm giảm pH do làm phát sinh các axit béo dễ bay hơi và các chất trung gian dễ phân ly. Vì quá trình m êtan hóa chỉ tiến triển tốt trong điều kiện pH trung tính, nên vì lý do nào đó, phản ứ ng có thể trở nên không ổn định do tốc độ khử axit trong quá trìn h m êtan h ó a giảm so với tốc độ phát sinh axit, tổng lượng axit còn lại sẽ làm giảm pH , v à vì vậy gây ức chế k h ả năng phát triển hoạt động của các vi khuẩn m êtan hóa. T rên thực tế, hiện tượng này, được gọi là “ch u a” trong các bể phản ứ ng kỵ khí, và cũ n g là sự cố rất thường gặp trong vận hành các hệ thống xử lý kỵ khí. Đ ể tránh hiện tượng “ chua” , cần duy trì cân bằng giữa các quá trình lên m en axit và m êtan hóa. 4.5.4. L ư ọn g hóa trong các quá trình lên m en ky k h í và ôxy hóa M ột số giới hạn các chất hữu cơ đượ c sử dụng bởi các vi khuẩn m êtan hóa và các phản ứng tạo thành C Ơ 2, các phản ứ ng loại nhóm m ethyl được nêu dưới đây [M adigan và cs. 2000 ], tư ơ ng ứng, liên quan đ ến các phản ứng ôxy hóa hydrô, axit íòrm ic, ôxit cacbon, m êtan, m êtylam in, và axêtat. 4H 2

120

+

CO2

C H 4

+2H

20

(4.41)


4H C00-

+4H

->

4 C 0 + 2 H 20 4 C H 3O H

+

->

CH 4

+3C

(4.42)

0 2 + 2 H 20

(4.43)

C H 4 + 3CO2

-> 3C//< + c ơ 2 + 2 H

4 ( C H Ị ) 3 N + H 20

20

(4.44)

-> 9 0 / , + 3C Ơ 2 + 6 H 20 +

(4.45) (4.46)

C H ịC O O H -> C H 4 + C 0 2

T rong p hản ứng m êtan hóa (4.46), axetat được tách thành m êtan và cacbon diôxit. C O D bị loại bò trong bể phản ứng được tính toán theo sản phẩm m êtan. C O D của m êtan là tổng lượng ôxy cần thiết để ôxy hóa cacbon diôxit và nước. CH 4

+ 2 0 2 ->

C 02

T ừ (4.47), lượng C O D /m ole m êtan là

+

(4.47)

2 H 20

2 X 2 X

16= 64 g C V m ole C H 4. Thể tích m ột

m ol m êtan trong điều kiện tiêu chuẩn (0°c và 1 atm ) là 22,414 L, nên C H 4 tương đương với C O D được chuyển đổi dưới các điều kiện kỵ khí là 22,414/64 =0,35 L

CH4 /g COD.

4 .5 .5 . Đ ộn g ỉực học của quá trình phân hủy kỵ khí C ác q u y luật động lực học về phát triển sinh học đều dựa trên hai m ối quan hệ cơ bản: tốc độ sinh trưởng của vi khuẩn và tốc độ tiêu thụ chất nền. Ả nh hưởng của nồng độ chất nền (ví dụ chất dinh dưỡng) tới tốc độ sinh trưởng của vi sinh vật đã được mô p h ỏng bằng các m ô hình toán học khác nhau [M onod, 1949; M oser, 1958; C ontois, 1959; G rau và cs., 1975]. Hô hấp nội bào, thông thường được định n ghĩa như quá trình tự p h ân hủy sinh khối, duy trì tế bào, sự ăn, chết tế bào và tiêu hủy là quá trình dẫn đến sự suy giảm khối lượng tế bào. Các quá trình này quan trọng trong hệ thống xử lý nước thải, đặc biệt là các hệ thống kỵ khí, vì chúng thường vận hành trong điều kiện tốc độ sinh trư ờng thấp. Để tính toán ảnh hưởng của các quá trình này tới tốc độ sinh trưởng, tốc độ tiê u hủy của vi sinh vật được sử dụng để thay cho tốc độ sinh trưởng. Đ ộng lực học của quá trình trao đổi chất của vi sinh vật có thể biểu thị bàng hai ph ư ơ ng trình cơ bản do M onod đề xuất. (1) T ốc độ sinh trưởng của vi sinh vật, tỉ lệ thuận với tốc độ tiêu thụ chất nền (đường). (4.48)

= Y

V dt / g

(S + K s

(2) T ốc độ tiêu hủy của vi sinh vật, có thể diễn giải theo phương trình bậc n h ấ t : đX^

'f

-X b

.

(4.49)

dt

T rong đó: X -

nồng độ vi sinh vật (m g V SS/L);

s - nồng độ chất nền (m g COD/L); 121


Y- hệ số tăng sinh khổi (mg v s s /m g COD); /X -

tốc độ sinh trư ởng đặc trư ng của vi sinh vật (n g đ '1) (tỉ lệ tăng sinh khối trê n 1 đơn vị thời gian);

/An - tốc độ sinh trư ởng đặc trư ng lớn nhất (n g đ '1); b - hệ số tốc độ chết (ngđ'1); K s

- hàng số M onod (nừ a bão hòa) (m g C O D /L).

C ác k ý tự g, u và d, biểu thị, tươ ng ứng với các quá trìn h sinh trưởng, tiêu thụ và tiêu hủy. (d x / d t)g -

đại lượng biểu thị tốc độ sinh trư ờng của vi sinh vật theo thời gian;

( d S / d t )u

- đại lượng biểu thị tốc độ tiêu thụ chất nền (đường) theo thời gian;

(d X / d t)d

- đại lượng biểu thị tốc độ tiêu hủy các vi sinh vật theo thời gian;

(d x / d t)

- đại lượng biểu thị khối lượng thực củ a vi sinh vật theo thời gian.

Phư ơng trình (4.48) cho thấy, với giá trị nồng độ chất nền cao, tỉ lệ M onod S/(S +

K sJ

tiến tới đồng nhất và tốc độ sinh trư ởng độc lập với nồng độ chất nền và tuân theo quy luật phươ ng trình bậc không. N ếu nồng độ chất n ền thấp, tỉ lệ M onod tương đương

S/K s

v à tốc độ sinh trư ờng tỷ lệ thuận với nồng độ ch ất nền, v à tuân theo quy luật phư ơ ng trình bậc nhất. Đ ối với các nồng độ tru n g gian, tốc độ sinh trư ở n g sẽ tươ ng thích g iữa các qu y luật phươ ng trình bậc nhất v à bậc không tương ứng với nồng độ chất nền. T rên hình 4.40 biểu thị m ối quan hệ g iữa tốc độ sinh trư ởng v à nồng độ chất nền đối với hai loại vi khuẩn m êtan hóa:

M e th a n o tr ix

M e th a n o s a r c in a .

Các giá trị tốc độ

tăng trư ởng đặc trư ng lớn nhất củ a các loại vi sinh vật tiêu thụ axetat này, tương ứng là /An = 0,1 và 0 ,3 (n g đ ''). Tốc độ sinh trư ờ n g đặc trư ng bằng m ột nửa giá trị lớn nhất củ a nó khi nồng độ chất nền bàng hệ số hấp dẫn. Đ ối với

M e th a n o tr ix

K s,

được gọi là hằng số n ử a bão hòa hay hằng số

M e th a n o s a r c in a

giá trị

K s,

tương ứng, bằng 200 v à 30

m g/L axetat. H ình 4.40 cho thấy các giá trị của hằng sổ có thể phản ánh tình trạng của hệ thống: với nồng độ axetat thấp (< 55m g/L ) tốc độ sinh trưởng đặc trưng cùa M e th a n o tr ix

cao hơn

M e th a n o s a r c in a

và sẽ là loài v s v m êtan hóa điển hình trong hệ

thống. N gược lại, khi nồng độ axetat v ư ợ t quá 55m g/L , m ạnh hơn, chiếm ưu thế hơn so với

M e th a n o tr ix

M e th a n o s a r c in a

sẽ phát triển

và trở thành v s v tiêu thụ axetat chính

trong hệ thống. Lượng sinh khối thực củ a các v s v tro n g hệ thống xử lý được xác định bàng chênh lệch giữa giá trị sinh trư ởng v à tiêu hủy củ a các v s v trong hệ thống. Sau m ột khoảng thời gian dài, lượng sinh khối thực của v s v cò n lại sẽ tăng lên. Vì vậy, để duy trì m ột lượng sinh khối nhất định với tải ỉượng không đổi, cần duy trì m ột nồng độ chất nền tối thiểu, có thể tính toán được bằng cách quy giá trị tốc độ sinh trư ờng bằng không. Mms m , min \d t

122

)

K s + s m,n

X


hay 5

=A £ .

(4.50)

Vm-b

iSmin là giá trị thấp nhất cho phép của nồng độ chất nền trong hệ thống xử lý. Trong x ử lý kỵ khí nước thài, việc chuyển hóa các hợp chất hữu cơ thành khí sinh học được tiến hành th ông qua chuỗi các quá trình liến tiếp. Vì vậy, nồng độ chất nền tối thiểu sẽ bàng tổng các g iá trị nồng độ nhỏ nhất tại các quá trình khác nhau. 0,25

T = 33 °c 0,20

O) c ? V 3

y/M eth a n o sa rcin a

0,15

'

Mm= 0,3/r.gđ Ks= 200 mg/L

.c

■§

Ịjm=

0,10

ề"

Methanotríx

■ũ

H

0,05

0

pm= 0,1/ngđ Ks= 30 mg/L

-

ỉ 't 'í

0 30

//Ỉ /|/|

4 .4 0 .

0,1/ngđ

g « a /7 h ệ

55

t

ì

200 400 Nồng độ axêtat (mg/L)

g iữ a tố c đ ộ s in h t r ư ờ n g

600

vsv v à n ồ n g đ ộ

a x ê ía t.

T rong thực tế, nồng độ chất nền sẽ không thể đạt được m ức tối thiểu, vì nhu cầu kéo dài hơn về thời gian lưu nước trong hệ thống sẽ làm tăng thể tích của các công trình. N ếu nồng độ chất nền lớn hơn m ức tối thiểu, sẽ tồn tại m ột lượng tăng sinh khối thực của các v s v trong hệ thống. Trên thực tế, không thể duy trì sự tăng trưởng liên tục của các v s v trong hệ thống: sau m ột thời gian vận hành, hệ thống sẽ bị đầy và các v s v sẽ bị cuốn trôi khỏi hệ thống nên sự hao hụt sinh khối của các v s v sẽ không tránh khỏi. N ếu giả thiết rằng lượng v s v được sản sinh trong hệ thống x ử lý khuấy trộn hoàn toàn, được lấy liên tục ra khỏi hệ thống với tốc độ không đổi, tốc độ này sẽ bằng tốc độ sản sinh thự c tế. T rong trường hợp này, m ột lượng v s v không đổi và nồng độ tương thích với tải lượng hữ u cơ đưa vào hệ thống, sẽ tự thiết lập. Tốc độ lấy sinh khối ra khỏi hệ thống bằng giá trị nghịch đảo với tuổi của bùn, biểu thị thời gian lưu bùn trung bình trong hệ thống. Vì vậy, đối với hệ thống ổn định (không tích lũy vi sinh vât):

123


'd X \ \ dt yw

íd X ) (d X ' — + V dt )

Hoặc (4.51) Trong đó: R - Tuổi bùn (ngày); (dx/dt)w - Tốc độ lấy vsv ra khỏi hệ thống. Thay thế n trong phương trình (4.48), ta tính được nồng độ chất nền đầu ra:

s=

K. b + R V

(4.52)

\ b + ~ỉ ' R; 400

300 -

O) Ẽ 200 -

100

Hình 4.41. Quan hệ giữa nồng độ chất nền và tuổi bùn đối với các loài vi khuẩn Methanoírix và Methanosarcina. Nguồn: Gujer and Zehnder (1982).

-

0

20

40

60

80

100

Tuối bùn (ngđ)

Phương trình (4.52) cho thấy nồng độ đầu ra phụ thuộc vào ba hằng số (Ks, ụ m và b) và một chu tình biến đổi: tuổi bùn R. Hình 4.41 cho thấy nồng độ chất nền là hàm số của tuổi bùn, có một giá trị tuổi bùn tối thiểu cho quá trình chuyển hóa trong hệ thống. Đối với các giá trị tuổi bùn thấp hơn giá trị tối thiểu, lượng vsv mất đi do xả bùn và vsv chết sẽ lớn hơn lượng sinh trưởng tối đa và vì vậy số lượng vsv không thể duy trì liên tục. Giá trị tuổi bùn tối thiểu có thể tính toán từ phương trình (4.52) với giả thiết là không diễn ra quá trình chuyển hóa trong hệ thống, tức là nồng độ chất nền s bằng nồng độ đầu vào sv. »

(4.53)

R.

7 + —* V

124

-b


Thông thường, nồng độ chất nền đầu vào lớn hơn nhiều so với hàng sô nừa-băo hòa (nếu không đúng như vậy, việc loại bỏ chất hữu cơ sỗ khó khăn). Trong trường hợp này, phương trình (4.52) có dạng đơn giản hơn: =- L-

(4.53a)

P‘m - b

Trong đó: Rsm - tuổi bùn tối thiểu (ngày). Thông số động lực học quan trọng khác là hàng số tốc độ tiêu thụ chất nền đặc trưng. Hằng số này biểu thị lượng chất nền lớn nhất có thể chuyển hóa trên khối lượng đơn vị vi khuẩn trong một đơn thời gian. Thông số này có thể được tính toán từ tốc độ sinh trưởng đặc trưng lớn nhất lớn nhất và hệ số tăng sinh khối như sau: (4.54)

Trong đó: Km - tốc độ tiêu thụ chất nền đặc trưng (kg COD/ kg vss.ngđ);. Trên bảng 4.15 nêu giá trị các thông số động lực học quan trọng nhất đối với các quá trình lên men axit và mêtan hóa. Bảng 4.15. Các thông số động lực học của các hệ vi khuẩn kỵ khí Hệ vi khuẩn

Mĩn

Y

Km

(ngđ1) (mg vss/m g COD) (mg COD/mg vss.ngđ)

Ks (mg COD/L)

Vi khuẩn axit hóa

2,0

0,15

13

200

Vi khuẩn mẻtan hóa

0,4

0,03

13

50

Hỗn hợp

0,4

0,18

2

-

Nguồn: Henzen và Harremoes (1983).

Giả thiết rằng trong quá trình nuôi cấy các vi khuẩn thuần khiết dạng axit hóa hay mêtan hóa, cả hai trường hợp đều đạt tốc độ chuyển hóa lớn nhất khoảng 13 mg COD/mg vss.n gđ . Vi khuẩn axit hóa tăng trưởng 0,15 kg v ss /k g COD chất nền là hợp chất hữu cơ, vi khuẩn mêtan hóa tăng trưởng chỉ 0,03 kg vss/kg COD chất nền là các họp chất tổng hợp mêtan. Như vậy, lượng sinh khối bùn 0,15+ 0,03= 0,18 kg vss sẽ được sản sinh ra khi 1kg COD hỗn hợp chất hữu cơ được tiêu thụ trong điều kiện kỵ khí. Vì vậy, trong hệ nuôi cấy kết hợp các dạng vi khuẩn axit hóa và mêtan hóa sử dụng hỗn hợp chất nền hữu cơ, sẽ gồm: lượng vi khuẩn mêtan hóa chiếm 0,03/(0,03+ 0,15) = 1/6 và vi khuẩn axit hóa chiếm 5/6. .Trong phép ước lượng này chưa kể đến hai yếu tố: ( 1) trên thực tế sản phẩm mêtan sẽ ít hơn vì một phần chất hữu cơ trong nước đầu vào được đồng hóa bời các vi khuẩn axit hóa sẽ không sử dụng được cho quá trình tổng họp mêtan. ( 2 ) yếu tố phân hủy chưa được tính đến. 125


Tuy nhiên, những yếu tố này chỉ có ảnh hưởng rất nhỏ, nên ti lệ lớn nhất của sản phẩm mêtan trên một đơn vị sinh khối của hỗn hợp vi khuẩn sẽ chi bằng khoảng 1/6 lượng mêtan thu được trong quá trình nuôi cấy vi khuẩn mêtan hóa thuần khiết, ví dụ 13/6 = 2 mg COD/mg vss.ngđ. 4.5.6. Các yếu tổ ảnh hưởng đến quá trình phân hủy ky 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 duỡng (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 hường 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 kh í 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 sừ 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 l,5°c là có thể thực hiện được, nhưng giá trị tối đa này chi 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 40°c và “thermophilic” kho ảng 55°c. Đối với xử lý nước thải sinh hoạt chỉ Hên quan đến phân hủy mesophilic. Ảnh hưởng của nhiệt độ tới hiệu suất phân hủy kỵ khí trong điều kiện mesophilic được mô tả qua biểu đồ trên hình 4.42. Từ hình 4.42 có thể suy ra các kết luận như sau: (1) Khoảng nhiệt độ tối ưu nhất là giữa 30 và 40°c. (2) Đối với các mức nhiệt độ thấp hơn khoảng tối ưu, hiệu suất phân hủy giảm khoảng 11% khi giảm l° c , hoặc theo phương trình Arrhenius 126


r, = r3„ (l,ll)(T-MI

(4.55)

Trong đó: T - nhiệt độ (°C); rh Kỵ) - hiệu suất phân hủy tại các mức nhiệt độ tương ứng T và 30°c. Trên cơ sở hiệu suất phân hủy tại 30°c, sử dụng phương trình (4.55) có thể tính được hiệu suất phân hủy tại 20 và 10°c tương ứng là 35 và 12%. + De Man (1990) « Van den Berg (1976) X Kennedy vàcs. (1981) ▼ stander (1967) ▲ Van den Berg (1977) ■ Lettinga (1978)

_

100

g

80

V

§ọ

2 5 o.

50 40 30

20

'«05 •Q Ị-

X 10 5

Hệ số Arrtienius = 1.11 / 0

20

°c

40 Nhiệt độ(°C)

60

Hình 4.42. Anh hưởng cùa nhiệt độ tới hiệu suất phân hủy kỵ khí (rong điều kiện Mesophilic. Nguồn: Henzen và Harremoes (1983). Ảnh hưởng của nhiệt độ tới quá trình phân hủy kỵ khí không bị hạn chế khi thay đổi tốc độ của quá trình. Các quá trình phân hủy kỵ khí kéo dài cũng bị ảnh hưởng. Hình 4.43 mô tả quan hệ giữa hiệu suất phân hủy bùn lắng (bùn sơ cấp) và thời gian phân hủy tại các nhiệt độ khác nhau [ 0 ’Rourke, 1968]. Biểu đồ này biểu thị rõ sự phụ thuộc nhiệt độ của quá trình phân hủy chất rắn. Sự biến đổi thành các phần nhỏ của chất hữu cơ bị phân hủy có thể được cho là do hiệu suất thủy phân thấp. Trong điều kiện thực tế, điều đó có nghĩa là các hợp chất hữu cơ lơ lửng có thể được tách khỏi nước ở nhiệt độ thấp, thậm chí có khi không bị

Thời gian (ngày)

Hình 4.43. Ảnh hưởng của nhiệt độ tới quá trình phân hủy kỵ khí bùn sơ cấp. Nguồn: 0'Rourke (1968). 127


chuyển hóa, vì có thể bị giữ lại trong lóp bùn đáy và góp phần làm tăng sinh khối bùn trong hệ thống xử lý. Sau khi trở thành một phần của bùn, nó có thể được thải ra dưới dạng bùn dư. Bùn dư có thể được xử lý trong công trình phân hủy khác trong điều kiện nhiệt độ cao hơn nhiệt độ nước thải. 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 đ ộ nước thải trên 20°C) và cận nhiệt đới (nhiệt độ nước thải trên 15°C) thường khả thi hơn so với các vùng khí hậu ôn đới và lạnh (nhiệt độ trên 10°C). Ảnh hưởng của p H 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 bàng 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 hon 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 ià vấn đề cần lưu tâm đổi với các hệ thống xử lý nước thải sinh hoạt. 4.5.7. ứ n g dụng và hoạt động

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: 128


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 x l 06 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 = 35CK500: 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 3,2-5-32 kg COD/m3.ngđ đối với quá tình 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 hon trên đơn vị thể tích công trình. Nhược điểm của quá trình kỵ kh í Trái lại, xừ lý kỵ khí đòi hỏi thời gian khởi động lâu hơn, bổ sung thêm các chất kiềm, xừ 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 CaCƠ3) để trung hòa lượng khí CƠ2 và các axit hữu cơ dễ bay hơi phát sinh từ quá trình phân hủy kỵ khí các chất hữu cơ và duy tri 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 bời 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. • Yêu cầu xử lý bổ sung: khả năng chịu tải lượng hữu cơ cao hom, 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 lý 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 bói nhu cầu sử dụng năng lượng và giảm lượng bùn thải phát sinh [Goncalves và Avaujo, 1999; Garuti và cs., 1992]. 129


Bảng 4.16. So sánh nhu cầu năng Iưọng trong các hệ thống xử lý ky khí và hiếu khí Năng lượng*

Giá trị (kJ/ngđ) K ỵ khí

Làm thoánga-b

Hiếu khí -1,9.10 6

Mêtan được tạo r a c,d

12,5.10 6

Ổn định nhiệt độ 30°c

-2 , 1.10 6

Năng lượng thực, kJ/ngày

10.4.106

-1,9.10 6

* Năng lượng cần thiết để xử lý 100 m3/ngày nước thải với nồng độ hữu cơ 10 kg/m3 và nhiệt độ 20°C;

aNhu cầu tiêu thụ ôxy = 0,8 kg 0 2/kg COD được xử lý; bHiệu suất làm thoáng = 1,52 kg 0 2/kW.h (3600 kJ = 1 kWh); c Hiệu suất phát sinh mêtan = 0,35 m3/kg COD được xử lý;

dHiệu suất năng lượng của.mêtan = 35846 kJ/m3 (ở 0°c và 1 atm). 4.5.8. Các quá trình xử lý ky khí nước thải

H ệ thống

x

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 trồi 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 tăng 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 130


đạt 30-ỉ-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 cu ốn 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 phát sinh các thành kiến cho ràng 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 xừ lý kỵ khí hiện đại được thiết kế hợp lý có thể đạt hiệu suất xử lý cao đối với các chất hữu cơ 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 lun 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, 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 đỏ 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 4.44 biểu thị kết quả một số nghiên cứu về quan hệ hàm số giữa hiệu suất xử lý BOD và thời gian lưu nước. Trong bảng 4.17 tóm tắt các điều kiện vận hành hồ kỵ khí thực hiện tại các nghiên cứu khác nhau. Mặc dù các số liệu thí nghiệm có dải tương đối rộng, nhưng có thể thấy rõ là hiệu suất có xu hướng tăng khi tăng 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 xừ lý và thời gian lưu (hydraulic retention time - HRT). Quan hệ tuyến tính của đồ thị logarit trên hình 4.44 sẽ là: 24 E = ỉ -----(4.56) H R T°Ỉ° Trong đó: E - hiệu suất xử lý chất hữu cơ (%). 131


Bảng 4.17. Các điều kiện vận hành hồ kỵ khí trong xử lý nước thải sinh hoạt

Tham khảo

Tải lượng hữu cơ (kg/m3.ngđ)

Nhiệt độ

0,03 + 0,05 0,06 + 0,12

23 32

0,75

0,23

19

3,0 1,0 -í-2,0 1,0 + 2,0

0,06 0,053 0,053 0,25 0,23 0,023 0,40

19 25 30 19 19 19

0,68

HRT (ngđ)

.1 Gloyna (1971) 2 Gloyna và Aguiưa (1972)

4,5 + 5,5 1/“T •1*

3 Marais và Shaw (1961) 4 Lakshminarayana (1972)

1,0

5 Parker (1959) 6 Parker (1970) 7 Lakshminarayana (1972) 8 Meiring và cs. (1968) 9 McGarry và Pescod (1970)

5,0 10,0

0,5 1,0 -í-2,0

10 Sastry và Mohanras (1976) 11 Collazos (1990)

(°C)

1,0 + 2,0

0,26

30 30

2,0 + 7,0 0,4 - 0,9

0,80 Hr0,33 0,46 + 0,25

26

90

O m *

70

X

4 -t

p

50

«QJ.

^

30

Ũ.5

1

2

5

1D

20

Thời gian lưu nước (ngđ) Hình 4.44. Quan hệ hàm sổ giữa hiệu suất xử ỉý BOD và thời gian lưu nước trong hồ sinh học kỵ khí. 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.ngđ hay 0,1 kg BOD/m 2.ngđ, chức năng )ử lý của hồ sẽ có xu hướng tùy tiện (tức là có điều kiện hiếu khí tại lớp nước bề mặt) hen là kỵ khí. Với các giá trị điển hình về độ sâu (2-Ỉ-3 m) và BOD đầu vào (250 mg/L híy 0,25 kg/m3), hồ có thể đạt được mức tải 0,1 kg-BOD/m2.ngđ với thời gian lưu bằig 0,25 X (2*3) / 0,1= (5 +7) ngày. Vì vậy, cần có thời gian lưu ít hơn sáu ngày nhằm đản bào điều kiện kỵ khí trong hồ. 132


Các hệ thống x ử lý kỵ khí t���c độ cao Trên hình 4.45 mô tả sơ đồ nguyên lý hoạt động của các hệ thống xử lý kỵ khí tốc độ cao. 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 4.45a và 4.45b) và các bể phản ứng có tầng bùn đáy hoạt động theo cơ chế dòng tuần hoàn (hình 4.45c) hoặc cơ chế tạo lớp bùn lơ lửng (hình 4.45d). Khí sinh học Khí sinh học (a)

(b)

Nước sau xừ lý

Nước thải

Vật liệu lọc

Tuần hoàn (tuỳ chọn) Nước thải

Nước sau xử lý

Khỉ sinh học

Khí sinh học

(d) Nước sau xừ lý

Nước sau xử lý

■>

Nước thải

Nước thài

Khí sinh học

Khi sinh học

(e)

Nước sau xử lý Nước sau xử lý T—►

Lớp bùn

Nước thải (g)

Khí sinh học Nưởc sau xử lý -#

Lớp bùn Nước thài

Hình 4.45. Sơ đồ nguyên lỷ hoạt động cùa các hệ thống xừ lý kỵ khỉ tốc độ cao. (a) Lọc kỵ khí dòng chảy ngược (LKKN); (b) Lọc kỵ khí dòng chày xuôi (LKKX); (c) Tầng bùn đáy chuyển động (BCĐ); (d) Tầng bùn đáy giãn nở (BGN); (e) Quá trình tiếp xúc; (f) ƯASB; (g) Be kỵ khí dòng chày ngược (h) Tầng bùn hạt giãn nở (BHGN). 133


(2) Tách lỏng - rắn và tuần hoàn chất rắn đă được tách. Loại này bao gồm quá trình tiếp xúc, quá trình kỵ khí giống như quá trình bùn hoạt tính (hình 4.45e) có dùng thêm bể lắng riêng biệt và bể UASB (hình 4.45g). 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 xự lý kỵ khí hiếm khi được sử dụng trong xừ 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 -ỉ- 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 chí 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 bàng 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: ( s '

log —

= -CjlogHRT + c2

\ s v

hay

(4.57)

Trong đó:

s - nồng độ

chất nền (mg COD/L), V và

r tương ứng với trước và sau xử

lý;

E - hiệu suất xử lý chất nền (%); Cị,C2 - hằng số thực nghiệm; H R T - thòi gian lưu nước (ngđ). Từ biểu đồ nêu trên hình 4.46a, ta thấy: C\= 0,5 và C2 = 0,87, do đó công thức (4.57) được viết thành: E = 1 - 0,87 (HRT)-°-5 134

(4.58)


Các hệ thống có lớp bùn đáy chuyển động và giãn nở Trong hệ thống có lớp bùn đáy chuyển động (hình 4.45 c), 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 tổc 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 (a)

(b) 90

90

Mô-đun vật liệụ_ __

["'Ịjeres vàcs (1985) ^>Yodavầ C5 (1985)

[""Ịprgtorius □ QE 1-(HRT7°'55 '' ^^Genuno -vàcs /□ung (1990^ OKobayađìivàcs ■

E Q 80

O o

0 Otuens(1087)

p

^Oliveir?

o

Vật liệu hạt ròi

70

E = 1 -(H R 7 y M

X

Schui ítz enb aum/Je uie H

70 X

‘tra Young (1990)

•'§ 50

Ư)

w

50

Z3

<aỊ 30

X

80 ^ Jew ell/Schtti rtz enbaum

E= 1- Ũ,B7(HRT) 10

20

tạ> X 30

0,5

30

50

E= 1- Ũ,56(HRT) 10

0.5

HRT (h)

HRT (h)

(c)

1""] PadQS do pedregal Haskoning (1080) Q Vieira/Souỉa (1080)

Ĩ __ -0,66 ^ 1 E= 1- Ũ,B8(HRT) 3

HRT (h)

5

Scheí1inkhoưt(10B5) Bart)0S3/Sant'Aina Nobre/Guimaraes SchillinknoưtiCollazÉ5 HìskQning£ur»conỉutt

10

20

HRT (h)

Hình 4.46: Quan hệ hàm số giữa hiệu suất xử lý COD và thời gian lỉm nước trong một số công trình xử lý kỵ khí tốc độ\cao (a) Bể lọc kỵ khi (b) Tầng BCĐ hoặc BGN. (c) Kỵ khí dòng chày ngược, (d) UASB 135


dưới 3 5 °c, tải lượng hữu cơ 10-Ỉ-40 kg COD/m 3.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 bàng 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 hòa 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 4.45 d) khác với khái niệm BCĐ bởi vận tốc dòng chảy ngược được áp dụng thấp hơn nhiều. Đe giữ cho lóp 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%-ỉ-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 lóp 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 họp. Trên hình 4.46b 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 , 5 6 ( H R T ) 06

(4.59)

Bể xử lý sinh học dòng chảy ngược qua tầng bùn kỵ khỉ Bể xử lý sinh học dòng chảy ngược qua tầng bùn kỵ khí (UASB) (xem hình 4.45Í) 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 kỵ khí chất thải. Sơ đồ cấu tạo bể USAB được mô tả trên hình 4.47. Thiết bị đặc thù nhất của bể UASB 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 136


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 UASB đồng thời hạn chế được tối thiểu nồng độ chất lơ lửng trong nước sau xừ 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 chày 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 4.47). 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. Khí sinh học

Vùng lắng và xả nước sau xử lý Vùng chuyển tiếp Vùng phân hủy

Hình 4.4 7. Sơ đồ cẩu tạo bể xử lý sinh học dòng cháy 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 -ỉ- 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 hòa tan. Khả năng tạo bùn hạt liên quan đến các điều kiện vận hành bể UASB 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 137


đạt được vẫn ở mức cao, điều này chứng tỏ việc tạo bùn hạt không phải là điều kiện nhất thiết cho việc xừ lý thành công nước thải trong bể UASB. Để giảm chi phí xây dựng, bể xử lý kỵ khí dòng chảy ngược (hình 4.45g), một dạng ƯASB 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 4.46c và 4.46d mô phỏng kết quà 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 = \ - 0,68 (H R T f M

(4.60) (4.61)

Bể xử lý kỵ khí với tầng bùn hạt giãn nở Bể xử lý kỵ khí với tầng bùn hạt giãn nở (BHGN) (hình 4.45h) 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 hom, tức là từ 6 +1 2 m/h (vận tốc này chỉ ở mức 1+2 m/h trong bể UASB). Bể BHGN có hiệu suất xử lý chất hữu cơ hòa tan tương đối cao thậm chí trong điềụ 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 do bọt khí tạo ra thấp. Trong các điều kiện này, mức động năng cao hom của dòng chảy vào và chiều cao tăng hom của lớp bùn hạt đã giãn nở sẽ giúp hệ thống hoạt động tốt hơn so với bể UASB thông thường.

Thời gian lưu (h)

Hình 4.48. Quan hệ giữa hiệu suất xử lý chất hữu cơ và thời gian lưu nước. 138


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 thổng. 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 các phương pháp x ử lỷ kỵ khí nước thải Từ hình 4.48 kết hợp với các số liệu từ hình 4.44 (hồ kỵ khí), 4.46a (bể lọc kỵ khí), 4.46b (BCĐ và BGN), 4.47c (kỵ khí dòng chảy ngược) và 4.47d (UASB) ta thấy: các số liệu có mối quan hệ tuyến tính giữa lôgarít của hiệu suất xừ lý và thời gian lưu trong tất cả các hệ thống xử lý kỵ khí và có thể được biểu thị bàng phương trinh sau: (4.62)

E = 1 -C ị(H R T )-c2 ,

Trong đó hằng số Cj và 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 20°c, 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 hom 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 nhu nhau. Để so sánh thời gian lưu nước hay khối tích cần thiết của các hệ thống xử lý khác nhau, ta biến đổi công thức (4.62) về dạng phù hợp hơn như sau: HRT =

(1-E)™

(4.63)

Giá trị thòi gian lưu cần thiết để đạt được hiệu suất xử lý hữu cơ 80% trong các hệ thống khác nhau được nêu trong bảng 4.18 và hình 4.48. Bảng 4.18. Giá trị của các hằng sổ thực nghiệm và thòi gian lưu nước cần thiết nhằm đảm bảo hiệu suất xử lý COD trên 80% đối với các hệ thống kỵ khí khác nhau (nhiệt độ > 20°C) Hệ thống UASB BCĐ hoặc BGN Bể lọc kỵ khí Kỵ khí dòng chảy ngược Hồ kỵ khí *

C|

c2

HRT (h)

. 0,68 0,56 0,87 1,53

0,68

0,60 0,50 0,64

5,5 5,5

2,4

0,5

20

24 144 (=6 .ngày)

* Hiệu suất xử lý theo BOD 139


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 4.18 có thể kết luận là: để có hiệu suất xử lý như nhau, bể xừ lý kỵ khí dòng chảy ngược cần có thời gian lưu nước lớn hơn bể ƯASB 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 ƯASB có thể không cần sử dụng bom. Hơn nữa, bể BCĐ thường có nhiều hạn chế trong xử lý nước thải sinh hoạt như hiệu 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. 4.5.9. Thiết kế bể UASB

Cẩu tạo và kích cỡ • Trên hình 4.49a mô tả hình dáng cơ bản của bể UASB, trong đó diện tích bề mặt khoang lắng phía trên lớn hơn diện tích bề mặt của khoang phân hủy phía dưới. Khoang lắng lớn hơn sẽ thuận lợi cho việc lưu bùn; điều này rất quan trọng đối với nước thải có nồng độ hữu cơ thấp. Ngược lại, đối với nước thải có nồng độ hữu cơ cao, tải lượng hĩm cơ là yếu tố quan trọng hơn so với tải lượng thủy lực, vì vậy, không cần thiết phải thiết kế diện tích bề mặt rộng hơn trong khoang lắng. Thực tế cho thấy trong điều kiện tải lượng hữu cơ lớn, thiết kế diện tích bề mặt khoang phần hủy lớn hơn so với khoang lắng là phù họp (hình 4.49b). Trên thực tế, hầu hết các bể ƯASB đang được xây dựng hoặc đã đi vào hoạt động đều có diện tích bề mặt như nhau trong khoang phân hủy và khoang lắng hình (hình 4.49c). Kinh nghiệm cho thấy xây dựng bể có thành thẳng đứng dễ thi công hơn các loại bể có thành nghiêng và khu vực lắng lớn hơn. Vì vậy, trong phần này chỉ đề cập tới bể UASB có cấu hình thành thẳng. Đối với nước thải có nồng độ thấp và trung bình như nước thải sinh hoạt, tải lượng thủy lực là tham số quan trọng quyết định hình dáng và kích cờ bể UASB. Do vậy, việc thiết kế bể UASB trên cơ sở tải lượng thủy lực sau đó kiểm tra khả năng hoạt động của hệ thống đối với tải lượng hữu cơ tính toán sẽ thiết thực hơn. Thông số quan trọng trong thiết kế bể UASB là thời gian lưu nước. Thông số này không tính toán chính xác được bằng các nghiên cứu mang tính lý thuyết, nhưng các két 140


quả thực nghiệm cho thấy khoảng thời gian lưu nước trung bình sáu giờ là phù hợp đối với các điều kiện trong vùng nhiệt đới và cận nhiệt đới (T > 18°C). Ket quả thí nghiệm thu được trong điều kiện khí hậu ôn đới cho thấy thời gian lưu nước trong các hệ thống

> Nước thải vào

Nước thải vào

<

Nước thải vào

Hĩnh 4.49. Các cấu hình cơ bàn cùa bế UASB. thông thường cần được tăng lên mức 12 -ỉ- 14 giờ đối với nhiệt độ 10 +

12°c [De Man,

1990; Van der Last, 1991]. Dựa trên thời gian lưu nước cần thiết, thể tích bể phản ứiig có thể được xác định theo công thức sau:

vb= Q x H R T

(4.64)

Trong đó: Vb - thể tích bể (m3); Q - lưu lượng nước thải trung bình (m3/h); H R T - thời gian lưu nước (h). Để thuận lợi cho công tác thi công xây dựng, khi dung tích tính toán của bể vượt quá 1000 m 3 cần thiết kể thành các đom nguyên. Điều này không những làm giảm chi phí xây dựng mà còn tăng khả năng linh hoạt trong vận hành, vì với cấu trúc như vậy cho phép dừng hoạt động của một đơn nguyên nào đó để sửa chữa hoặc bảo dưỡng, trong khi các đơn nguyên còn lại vẫn hoạt động bình thường. Thông số thiết kế tiếp theo là chiều cao của bể. Việc lựa chọn chiều cao phù hợp phụ thuộc các yếu tố khả năng hoạt động cần thiết và về kinh tế. Chi phí cho việc xây dựng hoặc đào đất sẽ tăng theo chiều cao hoặc độ sâu của bể, nhimg yêu cầu diện tích đất sẽ giảm. Điều kiện kinh tế tối ưu cho chiều cao (độ sâu) của bể UASB là 4-5-6 m và trong hầu hết các trường hợp đây cũng là khoảng dao động về chiều cao phù hợp nhất cho hoạt động của hệ thống. Một yếu tố quan trọng nữa trong thiết kế là cao trình đáy bể so VỒÍ mặt đất. Cao trình của các công trình trong hệ thống nên được thiết kế nhàm đảm bảo khả năng tự chảy của nước thải. Nếu địa hình khu vực cho phép, thiết kể bể nửa chìm nửa nổi sẽ làm giảm đáng kể chi phí xây dựng. Trong tất cả mọi trường hợp cần chú trọng vấn đề chống đẩy nổi do áp lực nước ngầm tạo nên vào thời điểm bể rỗng khi thực hiện công tác bảo dưỡng. 141


Chiều cao của bể có ý nghĩa quan trọng đối với hiệu suất xử lý chất hữu cơ. Vận tốc dòng chảy ngược trong bể có liên quan trực tiếp đến chiều cao của bể. Vận tốc dòng chảy ngược không được vượt quá một giá trị nhất định để có thể lưu giữ một lượng bùn vừa đủ, và vì vậy chiều cao của bể cũng có giới hạn nhất định. Mặt khác, vận tốc dòng chảy cao sẽ làm tăng khả năng tạo dòng chảy rối trong bể tại khu vực cửa vào và do vậy làm tăng khả năng tiếp xúc giữa bùn sinh học và nước thải. Mối tương quan giữa vận tốc dòng chảy ngược và chiều cao của bể UASB được thể hiện như sau: V = £ L -----JVl-----=

1

A

AxHRT

( 4 .6 5 )

HRT

Trong đó: V/ - vận tốc dòng chất lỏng ■thảy ngược (m/h); A - diện tích bề mặt bể UASB (m2); H - Chiều cao bể UASB (m). Đối với xử lý nước thải sinh hoạt bằng hệ thống UASB, thông thường, giá trị V/ trung bình trong ngày không nên vượt quá 1 m/h. Vì vậy, với thời gian lưu nước sáu giờ, chiều cao của bể cần thiết kế nhỏ hơn 6 m. Thậm chí, khi thời gian lưu nước theo thiết kế vượt quá sáu giờ, chiều cao của bể vẫn thường lấy trong khoảng 4+6 m và vận tốc dòng chảy ngược sẽ thấp đi theo tỷ lệ thuận. Một vấn đề khác cần cân nhắc là khả năng hòa tan của cacbon điôxyt có liên quan đến ảnh hưởng của độ sâu đối với hiệu suất phân hủy kỵ khí. Khả năng hòa tan của cacbon điôxyt được xem như là hàm số của độ sâu dưới mặt nước. Theo định luật Henry, nồng độ bão hòa tăng theo áp suất riêng phần của cacbon điôxyt trong khí sinh học. Trên thực tế, áp suất riêng phần sẽ tăng khi tổng áp suất tăng, do độ sâu lớn hơn. Bể càng sâu, nồng độ cacbon điôxyt được hoà tan càng cao và làm giảm pH trong hệ thống. Vì vậy, nếu thiết kế bể có độ sâu lớn sẽ hạn chế hiệu suất phân hủy kỵ khí: pH có thể ở mức thấp hơn so với giá trị tối ưu do có nồng độ cacbon điôxyt cao. Tuy nhiên, vấn đề này thường không quan trọng đối với việc xử lý nước thải sinh hoạt vì nồng độ cacbon điôxyt thường thấp do nồng độ COD trong nước thải sinh hoạt tương đối thấp và phần lớn cacbon điôxyt được tạo ra sẽ lưu lại trong dung dịch, ngay cả khi áp suất khí sinh học phát sinh trong hệ thống bằng áp suất khí quyển (giá trị thấp nhất có thể). Vì vậy, đối với trường hợp xừ lý nước thải sinh hoạt, áp suất khí sinh học tăng không gây ảnh hưởng lớn tới nồng độ cacbon điôxyt và pH của hỗn hợp chất lỏng trong hệ thống. Trên mặt bằng, bể UASB thường được thiết kế theo hai loại dạng cơ bản: hình vuông/chữ nhật và hình tròn (xem hình 4.50). Dạng tròn có ưu điểm là độ ổn định kết cấu cao hom, nhưng xây dựng thiết bị tách pha hịnh tròn thường khó hơn so với hình vuông hoặc hình chữ nhật. Vì lý do này, các bể UASB nhỏ thường được xây dựng theo dáng hình trụ tròn và bể lớn hơn sẽ có dáng hình chữ nhật hoặc hình vuông. Trên thực tế cả hai dạng này đều đã được áp dụng. Cũng có thể thiết kế theo kiểu kết hợp, ví dụ, bể 142


hình tròn ghép với thiết bị tách pha hình chữ nhật. Khi hệ thống gồm nhiều đom nguyên, thiết kế theo dạng hình chữ nhật là tối ưu nhất.

V v " V /

Đối với các bể có dạng hình vuông hoặc chữ nhật trên mặt bàng, sau khi tính toán /\ A thể tích và chiều cao của bể, cần xác định > < cụ thể các giá trị chiều dài và chiều ngang. Để giảm tối thiểu chi phí xây dựng nên Hình 4.50. Các dạng cơ bàn cùa bế UASB. thiết kế bể hình vuông vì chu vi của hình vuông nhỏ hơn chu vi hình chữ nhật khi có cùng diện tích. Diện tích của các thành bể hình chữ nhật lớn hon so với diện tích thành bể hình vuông, do đó sẽ đòi hỏi nhiều vật liệu xây dựng hơn. Trên hình 4.51 cho thấy mức tăng tương đối của diện tích bề mặt các thành là hàm số của tỷ lệ chiều dài/chiều rộng. Mức tăng tương đối trong diện tích của hệ thống hình chữ nhật sẽ tăng đáng kể với tỷ lệ dài/rộng lớn hơn 4:1.

Hình 4.51. Quan hệ giữa diện tích tương đối cùa thành bế với tỳ lệ các chiều dài/rộng cùa bể UASB dạng hịnh chữ nhật trên mặt bằng.

Trên hình 4.51 cũng cho thấy hệ thống hình tròn có chu vi ngắn hơn hệ thống hình vuông khoảng 12 %. Ưu điểm này của hệ thống hình tròn chỉ trở nên quan ừọng nếu như thiết kế bể hoạt động với một đơn nguyên. Khi xây dựng hệ thống có hai hoặc ba đơn nguyên (áp dụng nhiều trên thực tế), các bể hình chữ nhật thường được xây dựng họp khối có tường chung nhau. Hệ thống tách pha Hệ thống tách pha là bộ phận đặc trưng và quan trọng nhất trong bể UASB. Bộ phận này có bốn chức năng: * Thu gom khí sinh học thoát ra từ pha chất lỏng; 143


a)

Pksh=Pkk+Ph

b)

Thiết bị hướng dòng

\

c)

Thiết bị hướng dòng

Hình 4.52. Các ví dụ thiết kế hệ thống tách pha KLR trong bé UASB. a) Hệ thống tách pha bố trí chìm; b) Hệ thống tách khi cân bằng áp suất khỉ quyển; c) Hệ thống tách pha lắp ghép có khả năng tháo dỡ trong quá trình bào dưỡng. 144


* Tạo điều kiện lắng các chất lơ lửng trong phần trên của bể phía trên thiết bị tách pha; * Làm giảm tối thiểu nồng độ chất lơ lửng trong nước thải sau xử lý; * Tạo khoảng không phía trên thiết bị tách pha cho phép lớp bùn đáy có thể giãn nở trong trường hợp tải lượng thủy lực tăng đột ngột. Hệ thống tách pha làm nhiệm vụ tách ba pha có trong bể UASB: Khí (K), chất lỏng (L) và chất rắn (R). Đe hệ thống tách KLR hoạt động đúng chức năng, khí sinh học phát sinh trong khoang phân hủy không được cuốn theo dòng chảy sang vùng lắng. Neu không đạt được điều kiện này, dòng chảy rối do bọt khí gây ra sẽ làm giảm hiệu suất lắng dẫn tới hiện tượng cuốn trôi bùn và tiêu hao lượng khí sinh học được sản sinh. Vì những lý do này, hệ thống tách pha KLR cần có các bộ phận: các thiết bị thu gom khí bố trí tại đỉnh bể và một tầng gồm các thiết bị định hướng dòng nằm dưới các khe hở giữa các thiết bị thu gom khí ga này (xem hình 4.52). Vận tốc dòng chảy ngược thay đổi theo chiều cao của bể và sẽ đạt giá trị tối đa khi diện tích sẵn có cho dòng chảy bị thu hẹp ở mức tối thiểu. Hiện tượng này xảy ra tại cao độ cốt các khe hở giữa các thiết bị thu gom khí. Từ điểm đó tới điểm xả nước thải, tiết diện ngang của dòng chất lỏng sẽ tăng và do đó vận tốc dòng chảy sẽ giảm, về nguyên lý, chỉ những phần từ bùn có tốc độ lắng chậm hơn vận tốc tối đa của chất lỏng sẽ bị cuốn vào khu vực lắng phía trên thiết bị KLR. Trong khoang lắng, chỉ những phần tử bùn có vận tốc lắng vượt quá vận tốc tối thiểu của chất lỏng tại điểm xả nước thải sẽ được lưu giữ lại. Những phần từ này sẽ lắng trên các vách nghiêng của hệ thống tách KLR. Cho tới khi khối lượng bùn kết tụ ở đó đủ lớn thắng được lực ma sát và sẽ trượt trở lại vùng phân hủy. Vì vậy, các vận tốc quan trọng của chất lỏng là: (4.66) và (4.67) Trong đó: Vi, V2, V/ - tương ứng là các vận tốc dòng chảy ngược của chất lỏng tại đáy thiết bị

tách KLR, tại điểm xả nước thải và vận tốc tính toán của dòng chảy ngược trong bể UASB; A\, Ẩ 2 , A - tương ứng là các tiết diện ngang của dòng chất lỏng tại các điểm nêu trên và diện tích bề mặt của bể UASB. Cần lưu ý là ngay cả với những phần tử bùn có vận tốc nhỏ hơn V2 vẫn có thể được giữ lại bể nhờ khả năng kết tụ của các phần từ này. Trên hình 4.53 trình bày các thiết bị định hướng dòng khí che các khe hở. Điều này là rất cần thiết vì bong bóng khí sinh học dâng lên có xu hướng dao động. Khoảng che lấp xấp xỉ 100 mm là vừa đủ đối với bể có tổng chiều sâu 4+6 m. Với giá trị lớn hơn sẽ 145


không hiệu quả vì sẽ làm giảm tiết diện ngang của dòng chất lỏng chảy qua các khe hở và như vậy sẽ làm tăng tốc độ dòng chảy ngược tại cao trình này. Việc sử dụng hệ thống tách KLR nhiều hơn hai tầng như trình bày trong hình 4.53 có thể là một biện pháp hay nhằm tăng tiết diện dòng chảy qua các khe hở. Từ hình vẽ 4.53a, có thể thấy rõ tỷ lệ tối đa giữa tiết diện ngang của các khe hở và diện tích mặt cắt ngang của bể (kh ô n g tính đến diện tích che lấp) là (N- 1)/N trong đó N là số tầng thiết bị tách pha. Trên hình 4.53b là biểu đồ thể hiện mức tăng tương đối của tỷ lệ tiết diện ngang của các khe hở diện tích bề mặt bể khi tăng số tầng KLR. Ưu điểm của biện pháp này cần được cân nhắc cùng với chi phí cao cho việc xây dựng hệ thống tách KLR nhiều tầng như vậy. cần lun ý là về nguyên lý, diện tích tại cốt xả nước thải sau xử lý (chứ không phải tại cốt các khe hở) sẽ quyết định tốc độ lắng tối thiểu của các phần tử bùn được lun giữ lại trong bể. Tuy nhiên, khi lắp đặt hệ thống tách KLR nhiều tầng, dòng chảy sẽ đều hơn và khả năng kết tụ các phần tử bùn nhỏ di chuyển qua các lỗ hổng cũng sẽ được tăng cường. Các yếu tố cơ bản trong việc thiết kế hệ thống KLR bao gồm: (1) T ỷ lệ tiết diện ngang của dòng chất lỏng tại cao trình các khe hở và tại cao trình xả nước sau xử lý. Như đã đề cập ở phần trên, các tiết diện này gián tiếp quyết định vận tốc lắng của những phần từ bùn cuốn vào khoang lắng và những phần tử bùn sẽ được giữ lại. (2) Vị trí của thiết bị tách KLR liên quan tới cao trình mặt nước của bể. Vị trí của thiết bị tách pha trong bể sẽ quyết định tỷ lệ thể tích bể dành cho khoang phân hủy (phần dưới) và khoang lắng (phần trên). Trong hầu hết các bể UASB, thể tích của khoang lang thường chiếm 15^-20% tổng thể tích bể. 1

'TO-

E •-Q 'Cp

<cD '-o <<1>

Hình 4.53. Sơ đồ bố trí hệ thống tách pha KLR nhiều tầng và quan hệ giữa tỷ lệ tiết diện dòng cháy qua khe hở/tiết diện bê và số tầng trong hệ thống tách pha. 146


(3) Độ nghiêng cụa các thiết bị tách pha. Độ nghiêng này sẽ quyết định diện tích bề mặt nơi các chất rắn lắng đọng và trượt trờ lại khoang phân hủy. Độ nghiêng quyết định chiều cao của các thiết bị tách pha và lượng vật liệu cần thiết để xây dựng các thiết bị này. Độ nghiêng càng dốc càng cần nhiều vật liệu, nhưng mặt khác các chất đã lang đọng rơi trờ lại vùng phân hủy dễ dàng hơn. Trên thực tế, góc nghiêng giữa vách của thiết bị tách KLR với phương nằm ngang thường dao động trong khoảng 45° và 60°. (4) Diện tích bề mặt phân giới các pha lỏng - khí trong thiết bị tách pha quyết định tốc độ thoát khí trên diện tích đơn vị của mặt phân giới. Khi tốc độ thoát khí giảm sẽ tạo điều kiện cho sự hình thành lóp váng trôi nổi che phủ bề mặt phân giới các pha. Lớp váng này, theo thời gian, sẽ ngày càng trở nên dày và cứng (đặc biệt là trong điều kiện nhiệt độ thấp) và sẽ gây cản trở nghiêm trọng đổi với việc thoát khí tại mặt phân giới. Tốc độ phát sinh khí sinh học càng cao càng làm tăng khả năng hình thành váng bọt tại bề mặt phân giới, đặc biệt là đối với nước thải có chứa nhiều đạm. Hiện tượng phát sinh váng bọt trên bề mặt phân giới khí - nước !à nguyên nhân gây tắc đường ống thoát khí. Kinh nghiệm vận hành các hệ thống đang hoạt động cho thấy, tốc độ thoát khí từ bề mặt phân giới nên dao động trong khoảng 1+3 m3/m2.h [Souza, 1986], nhưng có thể sẽ không đạt được tốc độ này khi áp dụng với loại nước thải có hòa tan các chất thải như nước thải sinh hoạt. Như mô tả trên hình 4.52a và b, về cơ bản có hai cách để tạo ra mặt phân giới lỏng khí bên trong thiết bị tách pha KLR: 1. Đối với bộ tách KLR bố trí chìm, (hình 4.52a hoặc 4.53a), cần sử dụng van thủy lực bên trong (hình 4.53a) hoặc bên ngoài (hình 4.52a) nhằm tạo đủ áp suất bên trong thiết bị tách pha để duy trì mặt phân giới; 2. Khi phần đỉnh của bộ tách pha được đặt ở phía trèn của bề mặt nước, áp suất khí ga có thể bằng áp suất khí quyồn và không cần đến van thủy lực. Ưu điểm của phương án một bao gồm: • Khi thiết bị được chế tạo bằng thép, việc bố trí các thiết bị chìm dưới mặt nước sẽ làm giảm khả năng ăn mòn thép (han gỉ), vấn đề han gi thường xảy ra tại khu vực mặt phân giới lỏng - khí. • Các chất ran có thể lắng trên toàn bộ diện tích bế. vì vậy sẽ làm tăng tối đa khả năng lưu giữ bùn trong hệ thống. • Khí sinh học được xả bằng áp suất dư giúp cho việc cấp khí đến điểm sử dụng dễ dàng hơn. • Khi gập sự cố rò rỉ, cháy trên đường ống dẫn khí sinh học, thiết bị van thủy lực bên ngoài có chức năng như một thiết bị an toàn giúp ngăn chặn khả năng gây nổ bên trong thiết bị tách pha KLR. Ưu điém của phương án hai (không có van thủy lực) là dễ tiếp cận bộ tách pha để kiểm tra, 3ẩo dưỡng hoặc sửa chữa. 147


Các sự cố về thủy lực có thể xảy ra khi có hiện tượng tắc ống thoát khí. Do khí sinh học tích tụ bên dưới thiết bị tách pha làm tăng áp lực đẩy hướng lên và có thể gây hư hại kết cấu gắn cố định thiết bị tách pha vào thành bể, hoặc thậm chí cả kết cấu của bản thân bể cũng có thể bị hư hỏng. Mặt khác, cũng có thể xuất hiện trạng thái chân không không hoàn toàn, do vận hành không đúng, nước thải sau xử lý được xả ra quá nhanh. Khi không được trang bị các thiết bị xả chân không, lực hút chân không được tạo ra bên dưới bộ tách pha có thể gây ra hiện tượng nổ bên trong. Mặt khác, nếu có trang bị thiết bị xả chân không, có thể dẫn đến hiện tượng lọt không khí vào khoang chứa khí và làm phát sinh hỗn hợp khí có tính gây nổ. Trên hình 4.52c (bên trái) mô tả phương án thiết kế lắp ghép nhằm khắc phục được các nhược điểm của phương án nêu trong hình 4.52a và b. Bằng việc tạo kết cấu hở tại cao trình dưới mặt phân giới lỏng - khí thường được xác định, một "van an toàn" tự động sẽ kích hoạt nếu ống xả khí bị tắc nghẽn. Khí sinh học sẽ tích tụ dần và mặt phân giới chất lỏng -chất khí sẽ hạ thấp dần bằng mức tại chỗ hở, nơi mà khí sinh học được xả ra. Bong bóng khí thoát ra sẽ cảnh báo cho người vận hành biết là một ống dẫn khí đã bị tắc. Hệ thống tách pha này có thể được xây tách thành hai phần: thành nghiêng dốc hướng ngang chỉ có nhiệm vụ hướng bọt khí sinh học tới máng thu gom trung tâm, và do vậy không cần thiết phải xây chắc chắn bộ phận này. Các thành này có thể làm bằng các tấm vật liệu không gỉ như gỗ cứng, xi măng amiăng, bê tông hoặc nhựa. Phần chính ở dạng một chiếc máng ngược để thu gom khí sinh học. Phần này có thể đựơc xây bằng bê tông, với độ dầy sao cho đảm bảo khả năng cân bằng giữa lực đẩy Acximet tối đa của khí thế chỗ phần nước trong máng và trọng lượng của máng, nhằm tránh hiện tượng máng bị nổi. Một ưu điểm quan trọng nữa của thiết kế trên hình 4.52c là có thể tiếp cận mặt phân giới lỏng - khí để thực hiện công tác bảo dưỡng định kỳ, lấy đi các chất váng nổi gây cản trở cho việc thoát khí qua bề mặt phân giới. Do máng ngược có khả năng tự định vị bời chính trọng lượng bản thân, nên sẽ không cần xây cố định máng vào kết cấu của bể phản ứng; máng có thê được đờ băng dâm bê tông đê dê dàng tháo gỡ và lăp đặt lại trong quá trình thực hiện bảo dưỡng. Việc loại bò các chất rắn kết dính trên thành thiết bị tách pha sẽ rất phức tạp nếu thiết bị được xây dựng ở dạng liền khối, như trong hình 4.52a. Nhược điểm lớn của thiết kế trên hình 4.52c (bên trái) là các bọt khí có thể bị cuốn theo dòng chảy qua các khe hở nằm giữa máng và thành nghiêng làm xuất hiện dòng chảy rối trong phần lắng và làm cho quá trình lắng kém hiệu quả. Nhược điểm này có thể khắc phục bằng cách bố trí các tấm nhựa mềm tại các khe hở giữa máng ngược và các vách nghiêng của các thiết bị tách pha như được minh hoạ trên hình 4.52c (bên phải). Với biện pháp kết nối linh hoạt bằng vật liệu mềm giữa các phần trên và phần dưới của thiết bị tách pha này sẽ ngăn chặn không làm xuất hiện dòng đối lưu trong hệ thống. Trong phương án thiết kế này, các khe hở vẫn có nhiệm vụ như van an toàn và có thể được sử dụng để rửa sạch mặt phân giới. 148


Thiết bị phân phổi dòng chày vào Để có sự phân bổ đều dòng chảy theo tiết diện bể ƯASB, cần bố trí hệ thống phân dòng vào từ vài điểm tại đáy bể. Diện tích phục vụ tối đa của một điểm cấp nước thải vào nhàm đảm bảo khả năng hoạt động tốt của bể ƯASB trong các điều kiện nhiệt độ khác nhau đã được nghiên cứu bằng thực nghiệm. Trong điều kiện nhiệt độ trên 20°c có thể lấy khoảng 2 và 4 m 2 cho mỗi điểm cấp nước vào [Haskoning, 1989]. Ở nhiệt độ thấp hơn 20 ° c thể tích khí sinh học thoát ra sẽ thấp hơn và quá trình trộn lẫn bùn với dòng chảy vào cũng kém hiệu quả hơn. De Man (1990) và Van der Last (1991) đề xuất mức 1+2 m 2 trên một điểm cấp nước vào. Đe đảm bảo khả năng phân phối đều dòng chày vào, thiết bị phân phối dòng cần được thiết kế sao cho: • Lưu lượng dòng chảy tới mồi điểm cấp nước vào được ổn định theo một tỷ lệ phù họp của tổng dòng chảy đến điểm đó; • Dễ dàng phát h iệ n các hiện tượng tắc dò ng tại điểm cao nước vào; • Dễ dàng khắc phục sự cố tắc dòng khi xác định được vị trí bị tắc. Đe đảm bảo chia đều dòng chảy tới các điểm cấp vào khác nhau, mỗi đường ống dẫn nước vào cần được nối với một khoang riêng của hệ thống phân phối dòng và chỉ cấp cho một điểm vào của hệ thống. Đối với hệ thống phân phối dòng mà trong đó các điểm cấp nước vào được nối với một ống cấp nước chính, ví dụ, bằng việc sử dụng một ống nằm ngang có các lỗ hở, đặt trên đáy bể, theo thời gian, không thể tránh khỏi hiện tượng một số lỗ hở sẽ bị tắc và nước chảy tới các điểm này sẽ được phân bổ đến các điểm còn lại, điều này dẫn tới việc phân bổ không đồng đều nước chày vào trên diện tích đáy bể. b)

/

Máng phân phối chính

Thùng phân phối

A';

Tới các điểmcấp nước vào bể , Đập tràn

MặtcắtA-A*

Ống dẫn nước vào bể

Hình 4.54. Hệ thống phân phối nước thài vào bể UASB. 149


Tới các điểm cấp

nước vào bể Hĩnh 4.55. Sơ đồ cấu tạo thùng phân phối Để đảm bảo mỗi điểm đầu vào được nhận đúng phần nước theo tỷ lệ cần cấp, nên sử dụng hệ thống phân phối tự chảy có cao trình mực nước cao hơn mức nước trong bể. Việc cấp nước có thể thực hiện bằng biện pháp tạo dòng tự chảy như mô tả trên hình 4.55. Trong hệ thống này các thùng phân phối nhỏ được nối với giếng hoặc kênh phân phối và mồi điểm cấp vào được nối với một thùng phân phổi. Áp suất trong thùng bằng áp suất khí quyển nên có thể bố trí hở và dễ dàng kiểm tra tình trạng hoạt động tại mồi thùng bằng mắt. Nếu cần thiết, có thể bố trí nắp đậy bằng vật liệu nhẹ lên các thùng để tránh ảnh hưởng của mùi hôi hoặc ruồi nhặng. Có thể lắp đặt thiết bị kiểm soát đơn giản bằng thiết bị cảm ứng, ví dụ như phao đỉện. Điều quan trọng là mỗi thùng phân phối phải nhận được phần nước chảy vào như nhau. Việc này có thể dễ dàng thực hiện bằng cách lắp đặt các cửa phai dạng đập tràn hình tam giác giữa giếng hoặc máng phân phối chính và các thùng phân phối như minh họa trên hình 4.54. Sau khi điều chỉnh ngang mức các đập tràn tại mồi thùng, dòng chảy sẽ được phân chia đều. Tổn thất áp lực qua đập tràn có thế được tính toán như sau. Khi diện tích phục vụ của mỗi điểm cấp nước vào'bể là 3*4 m 2 (nhiệt độ > 20°C) và vận tốc dòng chảy ngược trung bình là 0,5+1 m/h, lưu lượng chảy vào mỗi thùng là 2+4 m 3/h. Bằng cách sử dụng công thức thủy lực đối với đập hình tam giác (có góc vuông), tổn thất áp lực lớn nhất tính được là 58 mm (tương ứng với 4 m 3/h) và thấp nhất là 44 mm (2 m3/h), có nghĩa là mức nước trong giếng hoặc máng phân phối chính sẽ cao hơn cốt tối thiểu của đập tam giác khoảng 44-Í-58 mm. Nếu dòng chảy tối đa đôi khi vượt quá sáu lần dòng chảy trung bình theo thiết kế (tức là gần hai lần dòng chảy trong mùa mưa), cần tính toán dự phòng 150


với tổn thất áp lực 119 (24 m 3/h) và 90 mm (12 m:7h). Các giá trị này đủ nhỏ để cho phép xây dựng các thùng phân phổi nhỏ với óhi phí không đáng kể, nhưng cũng đủ lớn để có thể kiểm soát việc phân phối dòng chảy vào một cách hiệu quả. Trong cấu trúc được mô tả trên hình 4.55, có bố trí đoạn ổng thoát khí. Đoạn ống này rất quan trọng vì nó cho phép các bọt khí bị cuốn trong dòng chảy có thể thoát ra và như vậy hệ thống phân phối sẽ hoạt động tốt. Ống thông khí này cũng rất hữu ích trong trường họp có sự cố tắc dòng xảy ra. Nếu phần nằm ngang cùa ống dẫn giữa thùng phân phối và ống thông khí bị tắc, mức nước trong ống sẽ hạ xuống bằng với mức trong bể UASB. Nếu hiện tượng tắc xảy ra phía ngoài lỗ thông khí, mức nước trong ống sẽ dâng lên bàng với mức trong thùng và kênh phân phối. Như vậy, khi có biểu hiện tắc dòng trong hệ thống phân phối, bằng quan sát mức nước trong ống tho,át khí sẽ xác định được vị trí bị tắc. Vì hệ thống phân phối nước vào được bố trí cao hơn mực nước trong bể phản ứng, các ống dẫn nước vào hoặc được uốn theo vách nghiêng của thiết bị tách pha hoặc được bố trí xuyên qua bộ tách KLR để đến đáy bể. Giái pháp cho ống đi xuyên qua thành bể thường gây phức tạp trong thi công và cả trong quá trình bảo dưỡng. Nhược điểm của ống uốn cong là việc thông tắc sẽ tiến hành khó hơn so với khi các ống dẫn vào chạy xuyên qua các lỗ hở trong thiết bị tách pha. Nếu các ống dẫn vào chạy xuyên qua thiết bị tách pha KLR tại mức thấp hơn mặt phân giới lỏng - khí thì việc đục các lỗ thủng trên vách nghiêng của thiết bị tách pha sẽ không ảnh hưởng tới khả năng hoạt động của thiết bị tách pha, thậm chí còn là một ưu điểm vì các lỗ thủng này sẽ là lối thoát khẩn cấp cho các bọt khí trong trường hợp ống thu khí bị tắc (xem hình 4.56). Nếu ống dẫn nước vào chạy qua thiết bị tách pha tại vị trí cao hơn mặt phân giới lỏng - khí thì cần bố trí ống lồng dẫn xuống thấp hơn mặt phân giới như mô tả trên hình 4'.56 (bên phải), cần chú ý lắp đặt ống lồng sao cho không làm khí sinh học thoát ra ngoài. Tuy nhiên, hiện tượng han gỉ đường ống thường xảy ra, khả năng rò rí làm thoát khí là khó tránh khỏi. Vì vậy, nên hạn chế cho ống dẫn nước vào đi xuyên qua thiết bị tách pha KLR tại vị trí phía trên mặt phân giới lỏng-khí. Nếu mực nước trong các thùng phân phối và mực nước trong- bể chênh lệch không nhiều (ví dụ, dưới 10 cm), hiện tượng tắc nghẽn sẽ xảy ra thường xuyên hơn vì áp lực nước được hình thành không đảm bảo đủ lớn để chống các hiện tượng tắc dòng. Tuy nhiên, các sự cố tắc ống này có thể được xử lý một cách dễ dàng bàng cách nâng ống dẫn nước vào lên và ngay lập tức thả xuống. Khi mức chênh lệchjỊÌữa nước trong thùng phân phối (miệng đập tràn) và trong bể phản ứng > 30cm, hiện tượng tắc nghẽn sẽ hiếm xảy ra hơn. Những vật lớn có trong nước thải (mẩu gỗ, chai nhựa ...) cũng có thể làm tắc ống dẫn vào. Các sự cố tắc ống dạng này có thể được xừ lý bằng cách dùng gậy đẩy các vật gây tắc dọc theo ống dẫn. Để làm được điều này, đoạn ống ngang nối từ thùng phân phối tới ống thông khí phải được bố trí thẳng và ống thông khí phải được lắp đặt tại vị trí ngay 151


trên điểm dẫn nước vào như trên hình 4.55. Khả năng tắc dòng thường hay xảy ra trên đoạn ống nằm ngang nối từ thùng phân phối đến ống thông khí. Để thông tắc trên đoạn ống này cần lắp đặt ống kiểm tra như mô tả trên hình 4.55: cần bố trí theo hình chữ thập tại vị trí giao nhau giữa các ống dẫn ngang, ống thông khí, ống dẫn vào bể và ống kiểm tra. Đầu ống kiểm tra có nắp bịt có thể mở được khi cần thiết. Với cấu tạo như mô tả trên hình 4.55 có thêm ưu điểm nữa là dễ dàng thay thế bất kể bộ phận nào trong hệ thống ống dẫn vào khi bị hỏng do ảnh hưởng của các tác động cơ học hoặc ăn mòn. Ở chừng mực nào đó, các bọt khí có thể bị cuốn trong dòng nước thải khi đi qua đập tràn. Một phần ôxy sẽ hoà tan vào chất lỏng nhưng điều này không gây ảnh hưởng đáng kể đối với các vsv trong hệ thống. Nếu một lượng lớn không khí được đưa vào sẽ làm cho nguồn khí sinh học phát sinh từ hệ thống có khả năng gây nổ cao. Khi các bọt khí sinh học có đường kính trên 2 mm dâng lên với tốc độ 0,2-i-0,3 m/s trong nước, vận tốc của chất lỏng trong phần ống dẫn có phương thẳng đứng (hoặc ít nhất là phần phía trên của ống) cần phải thấp hơn giá trị này. Giả thiết rằng dòng chảy tối đa qua ống là 3 m3/h, đường kính tối thiểu cần thiết của ống D với vận tốc chất lỏng V = 0,2 m /s; lưu lượng Q = 3/3600 = 8 X 10‘ 4 m3/s có thể được tính như sau:

A-LỈÍEL.ẹỊ.Mm.o.Mrt. 4

V

0,2

( 4 .6 8 )

D = 0,072 m = 72 mm

hoặc

Trong đó: A = diện tích mặt cắt ngang của ống dẫn vào. Phân giới

í

Hình 4.56. Các phương án lắp đặt ổng đi qua thiết bị tách pha KLR. Như vậy, trong những điều kiện nêu trên, bố trí ống dẫn có đường kính bên trong bằng 75 mm là đủ để ngăn chặn không cho bọt khí có đường kính lớn hơn 2 mm lọt vào bể UASB. 152


Việc sử dụng ống dẫn có đường kính nhỏ hơn ở đáy bể có thể sẽ có lợi hơn vì sẽ làm tăng vận tốc dòng chất lỏng, dòng chảy rối cũng lớn hem và làm tăng khả năng tiếp xúc giữa bùn và nước thải cấp vào. Để đạt được điều này, đường kính của ống dẫn phía trên thiết bị tách pha KLR cần phải lớn hơn phần ở dưới bể. Như vậy, tốc độ dòng chảy chậm ở phía trên tạo khả năng thoát bọt khí tốt hơn, và tốc độ cao ở phía đáy bể có thể làm tăng dòng chảy rối nhàm tăng khả năng tiếp xúc giữa bùn và nước chảy vào. Đê tăng cường khả năng tiêp xúc giữa bùn và nước thải và làm giảm tân suât tăc dòng, các đầu ống cấp nước vào cần bố trí cao hơn đáy bể 100h-200 mm. Với dòng chảy 3 m3/h tại mỗi ống dẫn vào, đường kính bên trong tại khu vực đáy bể là 40 mm, vận tốc dòng thoát ra sẽ là : (4.69) 4 Giá trị vận tốc này gấp đôi vận tốc theo thiết kế cho bể lấng cát, vì vậy sẽ tránh được hiện tượng tích tụ các chất rắn có thể lắng được ở gần diểm cấp nước vào, do đó cũng giảm bớt tần suất tắc dòng. Hệ thống thu gom nước thải sau xử lý Hệ thống thu gom nước sau xử lý được bố trí tại cao trình cao nhất của bể UASB và cần có cấu tạo sao cho nước sau xừ lý được thu gom càng đều càng tốt. Hầu hết các bể ƯASB đều sử dụng hệ thống máng thu ngang giống như hệ thống máng thu thường được sử dụng trong các bể lắng trọng lực. Trên hình 4.57 mô tả hệ thống máng thu ngang, thành máng có cấu tạo gồm các cửa thu hình chữ V cách đều nhau. Vói cấu trúc máng thu này kết hợp cùng vách chắn váng sẽ hạn chế tối đa khả năng cuốn trôi váng bọt và các chất rắn trôi nổi.

V

V

V

V

V

V

ống xả nước sau xử lý Hình 4.5 7. Mảng chữ V dùng để thu nước sau xử lý từ đinh bể ƯASB. Vấn đề thường xảy ra trong hệ thống thu gom nước sau xử lý là hiện tượng tắc dòng cục bộ trong máng dẫn nước bởi các chất rắn trôi nổi, thậm chí ngay cả khi có bố trí 153


vách ngăn bọt váng. Điều này sẽ làm ảnh hưởng đến khả năng thu đều nước của hệ thống. Để ngăn ngừa hoặc ít nhất là giảm bớt các hiện tượng này, cột áp mực nước tại đập tràn cần được điều chỉnh phù hợp, có thể là không dưới 25 mm. Với cột áp mực nước dưới 25 mm, khó có thể điều khiển cao trình máng sao cho nước được thu gom một cách đồng đều. Sừ dụng công thức thủy lực đối với đập tràn hình tam giác có góc vuông để tính với cột áp mực nước 25mm. Q25 = 1,3 4 X (0,025)5/2 = 0,44 m 3/h. Bằng công thức này có thể tính toán so sánh: lun lượng dòng chảy với cột áp mực nước 25mm cao hơn 75% so với trong trường hợp có cột áp mực nước 20 mm. Như vậy, chỉ với một khác biệt nhỏ 5 mm của cốt mực nước trên mép đập tràn (điều này rất có thể xảy ra trong thực tế, ví dụ như do sự thoát khí tích tụ trong bùn xảy ra đột ngột), cũng có thể dẫn đến khác biệt lớn tới 75% lưu lượng nước xả khỏi hệ thống. Với cột áp mực nước nhò hơn sẽ gây ra sai số lớn khi cao trình cừa đập không được cố định chính xác, và các sự cố trong quá trình vận hành như tắc tại các miệng chừ V của máng thu do chất rắn trôi nổi gây nên sẽ xảy ra thường xuyên hơn. Do vận tốc dòng chất lỏng chảy ngược trong bể phản ứng UASB thường dao động trong khoảng 0,5+1 m/h, số lượng miệng thu chữ V cần có (0,5*1)70,5 hoặc 1+2 miệng trên một mét vuông. a)

Ống điéu chỉnh mực nước

b)

Mực nước cố định bởi ống xi-phông Thành bể

Máng thu nước

Mực nước cố định bởi đập tràn Máng thu nước

ống xi-phông thoát nước

Thành be

Ống thoát

Hình 4.58. Các phương án thu gom nước sau xử lý. a) Quàn lý mực nước cục bộ; b) Quản lý mực nước hệ thống bằng đập tràn 154


Trên hình 4.58 mô tả các phương án thiết kế hệ thống thu nước đơn giản và có chi phí thấp. Trong trường hợp này không cần dùng máng chữ V, nhưng hệ thống thu nước sau xử lý bao gồm một số ống nhựa PVC có khả năng thu nước tại cao trình dưới bề mặt nước của bể. Mức nước đầu ra có thể đặt riêng cho từng ống như trên hình 4.58a, hoặc có thể chấp nhận một mức xả duy nhất cho tất cả các ống dẫn như trên hình 4.58b. Phương án một phức tạp hơn vì phải điều chinh từng ống riêng lẻ, nhưng có ưu điểm là có thể nhìn thấy việc xả trong ống và phát hiện chỗ tắc một cách dễ dàng. Neu sử dụng cùng một mức xả cho tất cả các ống dẫn, tất cả các ống này cùng xả ra một kênh xả thải có lấp đặt đập ngăn nước. Cửa đập ngăn nước này quyết định mức nước trong máng thu và gián tiếp quyết định mức nước trong bể. Máng thu có thể được định kỳ xả sạch bằng cách tháo cửa đập đột ngột: việc hạ thấp mức nước trong máng tạm thời gây ra dòng chảy rất mạnh qua tất cả các ống thu, như vậy tất cả các chất rắn đã lắng xuống có thể được xả sạch, cần lưu ý là làm giảm mức nước đột ngột trong máng thu thì tiếp theo là trong bể có thể tạo ra trạng thái chân không không hoàn toàn tại các thiết bị tách pha. Điều này có thể dẫn đến khả năng phá hủy thiết bị tách pha KLR nếu không lắp đặt van xả áp suất chân không. Cũng như ống dẫn đầu vào, chi phí cho ống dẫn đầu ra khá thấp vì chi cần vài centimet ống (đường kinh bên trong 25 mm) tính bình quân cho mỗi người. Các thiết bị đặc biệt Điểm lấy mẫu bùn ở các độ sâu khác nhau: Việc lấy mẫu các dung dịch trong bể phản ứng để có các thông tin về sự phân bổ nồng độ bùn và độ hoạt tính của bùn theo chiều sâu của bể có thể được thực hiện một cách dễ dàng khi sử dụng các cửa lấy mẫu bố trí trên đỉnh các thiết bị tách pha KLR như mô tả trên hình 4.59a. Thiết bị lấy mẫu được đưa qua cửa và các mẫu có thể được hút ra từ tất cả các mức độ sâu cần thiết. Thông thường cần phải dùng bơm để lấy mẫu bùn đại diện trong trường hợp lấy mẫu tại vị trí có mật độ bùiì cao. Hoặc có thể lấy mẫu bằng phương pháp xả dưới áp lực thủy tĩnh như trong hình 4.59b. Không cần dùng đến bơm khi có áp lực thủy tĩnh > 1 m và khi đường kính của ổng lấy mẫu > 25 mm. Thông thường các mẫu bùn được lấy để đánh giá sự phân bố nồng độ bùn theo chiều sâu, và các đặc tính về vật lý, hóa học hoặc sinh học của bùn. Thiết bị xả bùn: v ề nguyên lý, chất lượng nước sau xử lý sẽ tốt hơn khi khối lượng bùn trong bể tăng. Tuy nhiên, có thể thấy rõ rằng ngoài độ cao nhất định của lớp bùn, khả năng lưu giữ của hệ thống đối với chất rắn lơ lửng sẽ giảm đáng kể. Tất cả lượng bùn được tạo ra trong bể sau khi đạt độ cao tối đa này sẽ bị cuốn theo nước sau xử lý ra khỏi hệ thống. Sự xuất hiện lượng bùn dư này sẽ làm giảm chất lượng nước sau xử lý. Vì lý do này, bùn cần được tiến hành xả định kỳ khi lớp bùn trong bể vượt quá mức tối đa theo thiết kế. Việc này cần được thực hiện nghiêm túc đặc biệt là khi sau hệ thống xử lý kỵ khí không có các bước xử lý bổ sung như hồ sinh học hoặc bể lắng. 155


Trạng thái bùn trong bể có thể được tiến hành đánh giá tốt nhất là bằng thực nghiệm vì các đặc tính của bùn phụ thuộc vào thành phần của nước thải. Hơn nữa, khối lượng bùn tối đa có thể được xả ra sau mỗi lần hoạt động mà không gây ảnh hưởng tới chất lượng nước sau xử lý cũng như tần suất xả bùn có thể được xác định qua các thí nghiệm. Nhìn chung việc xả bùn cần được thực hiện đều theo chu kỳ (ví dụ, hàng tuần) một lượng bùn nhất định sẽ được xả đi, bằng với lượng bùn được hình thành trong khoảng thời gian đó. Tần suất xả bùn cũng có thể bị ảnh hưởng bởi công suất xử lý của các bãi làm khô bùn hoặc các thiêt bị xử lý bùn cặn. Vê nguyên lý, có hai phương pháp xả bùn: (1) xả trực tiếp từ cao trình cố định (hình 4.59b); (2) bơm bùn từ bể qua các cửa lấy mẫu trên các thiết bị tách pha KLR (hình 4.59a). Liên quan tới vị trí xả bùn, điều quan trọng là phải “bỏ phí” phần bùn có hoạt tính thấp nhằm giữ lại phần bùn tốt nhất trong bể phản ứng. Đối với đối tượng xử lý là nước thải sinh hoạt, nhìn chung bùn trong bể thường được phân bổ với lớp đáy dày hơn và lớp bùn kết tụ phía trên mòng hơn. Bùn dư cần được xả từ phần trên của lớp bùn. Neu bùn “nặng” ở phần đáy bể có hoạt tính trờ nên kém hơn do sỏi sạn và cát mịn tích tụ, thì nên xả bùn từ đáy bể. Biện pháp xả này có thể tránh được, hoặc ít nhất là giảm bớt hiện tượng tích đọng cát ở đáy bể. Thiết bị thu gom khí sinh học: Thiết bị thu gom khí sinh học cho phép xả khí tích tụ trong buồng khí một cách an toàn trong khi vẫn giữ được mức ổn định tại mặt phân giới lỏng - khí. Mặc dù khí sinh học được phát sinh trong quá trình xử lý nước thải sinh hoạt thường thấp (dưới 1OOL/m3 nước thải), đường kính ống dẫn khí cần đủ lớn để tránh hiện tượng tắc do váng bùn được đẩy theo bọt khí vào ống dẫn. Điều quan trọng là phải lắp đặt thiết bị xả khí bổ sung cho phép khí thoát ra trong trường hợp tắc nghẽn, và tránh được áp lực dồn lên bộ tách pha KLR. Nếu mặt phân giới lỏng - khí thấp hơn mặt nước trong bể ƯASB, khí sinh học được thu qua thiết bị thủy lực vói một áp suất khí nén được cố định bởi chiều cao cột nước. Kinh 156


nghiệm vận hành cho thấy nước ngưng tụ sẽ tích lại trong hệ thống thủy lực nên cần có biện pháp xả nước ngưng tụ nhằm duy trì mức nước cần thiết trong thiết bị thủy lực. Việc tránh khả năng tạo thành trạng thái chân không không hoàn toàn trong thiết bị tách pha là vô cùng quan trọng vì điều này có thể dẫn tới hiện tượng nổ bên trong. Hiện tượng này có thể xảy ra do vận hành không đúng, ví dụ như khi lun lượng xả bùn vượt quá lưu lượng nước thải cấp vào hệ thống trong quá trình xả bùn dư. Trong trường hợp này, mức nước trong bể UASB sẽ hạ thấp xuống và như vậy, áp suất trong buồng khí sẽ giảm đi. Để tránh gây hư hỏng tới các thiết bị tách pha K-LR, hệ thống nên được trang bị thiết bị xả áp suất chân không. Các cửa lấy mẫu và xả bùn cũng có thể được dùng cho mục đích này, như minh họa trên hình 4.59a. Vật liệu xây dựng Việc lựa chọn vật liệu xây dựng đúng cách rất quan trọng, có liên quan tới độ bền của bể UASB. Vì quá trình phân hủy kỵ khí tạo ra môi trường có tính ăn mòn cao, cần hạn chế sử dụng các vật liệu bằng kim loại. Ngay cá nhửng kim loại quý như đồng và thép không gỉ cũng bị ăn mòn rất mạnh trong các bể kỵ khí và thậm chí sơn hoặc lớp mạ cũng chi bảo vệ được một phần. Nhìn chung bê tông hoặc gạch bê tông cốt thép là vật liệu xây dựng phù hợp nhất để xây thành bể. Với các thiết bị cụ thể mà việc sử dụng bê tông không thực sự phù hợp, nên sử dụng những vật liệu không han gi như nhựa PVC cho ổng dẫn đầu vào và đầu ra, tấm gỗ cứng hoặc íĩbro ximăng cho một số bộ phận của hệ thống tách pha KLR hoặc vách ngăn giữ bọt váng và compôsit cốt sợi thủy tirỊh đối với các thùng phân phối đầu vào. 4.5.10. Kiểm tra khả năng vận hành ổn định của bể UASB

Sau khi hoàn thành việc xây bể UASB, nên kiểm tra tình trạng hoạt động của các bộ phận khác nhau trong hệ thống như thiết bị đầu vào và đầu ra, có nghĩa là kiểm tra khả năng phần phối đều nước vào trên đáy bể và thu đều nước từ phía trên đỉnh bể. Nếu có thể nên tiến hành kiểm tra thủy lực bằng nước sạch, không dùng nước thải. Bước tiếp theo là kiểm tra chất lượng của thiết bị thu gom khí. Việc này có thể thực hiện bằng cách nén không khí vào buồng khí bên trong thiết bị tách pha KLN. Nếu buồng khí được bố trí chìm hoàn toàn, có thể dễ dàng phát hiện ra chỗ rò rỉ tại vị trí có bọt khí nổi lên. Với các thiết bị tách pha được bố trí chìm một phần, việc phát hiện ra chỗ rò ri sẽ khó khăn hon. Trong trường họp này, nên tăng áp suất trong các buồng khí và chờ một khoảng thời gian đủ lâu để kỉểm tra xem áp suất không khí có bị giảm không. Khi áp suất không khí bị giảm, có thể tỉm thấy các chỗ rò ri bằng dung dịch xà phòng. Việc kiểm tra khả năng vận hành ổn định của hệ thống tách pha để phát hiện chỗ tắc trong thiết bị thu gom khí là rất quan trọng. Việc này có thể thực hiện bằng cách đóng cửa thoát khí ra và thổi không khí vào vùng dưới thiết bị tách pha cho đến khi đạt mức 157


thoát khí khẩn cấp. Việc xây dựng hệ thống tách pha cần đảm bảo các bộ phận không bị hỏng và được gắn chặt vào thành bể UASB. 4.5.11. Chi phí đầu tư

Chi phí xử lý nước thải phụ thuộc vào: • Quy mô của hệ thống xử lý nước thải; • Chi phí

lao

động và vật liệu theo giá tại địa phương;

• Độ phức tạp của quá trình cần thiết, quyết định bởi chất lượng nước thải, tiêu chuẩn xả tại địa phương, các yêu cầu bảo hộ lao động và mức độ tự động hóa; • Chi phí năng lượng; • Chi phí đất. Trên bảng 4.19 và bảng 4.20 nêu các số liệu so sánh về chi phí của ba hệ thống xử lý nước thải. Xét về khía cạnh kỹ thuật đơn giản và dung tích yêu cầu nhỏ, UASB là hệ thống có chi phí thấp. Bảng 4.19. So sánh chi phí đầu tư của ba hệ thống xử lý nước thải Chi phí Chi phí đầu tư

Hồ hiếu khí z,

z2

UASB+ hồ hiếu khí z,

Bùn hoạt tính (bao gồm xử iý bùn) z,

z2

z2

369

276

950

766

1.026

951

Kỹ thuật và cơ sờ vật chất Đất Tổng Chi phí đầu tư USD/người Bào dưỡng hàng năm Vận hành hàng năm

25 2.125 2.519 50

48 625 1.623 32 154,1 82,3

45 175 986

74,8

21 1.300 1.597 32 135,6 67,6

98,8 74,1

506 500 1.957 39 212,4 203,8

Tồng chi phí hàng năm

286,6

203,1

236,4

172,8

585 525 2.136 43 233,8 220,0 453,8

416,2

USD/m3

0,098

0,070

0,081

0,059

0,155

0,143

Xây đựng

211,8

20

Giả sử: • Quy mô thiết kế: 50000 dân. • Chuẩn xả thải: BODs(Zi) :20mg/L ; BODs(Z2) : 50mg/L • Giá đất: $25/m2. • Giá điện: $0,1/kWh. • Thời hạn sử dụng: 20 năm. • Lãi suất: 8 %.

158


Bảng 4.20. So sánh chi phí đầu tư của ba hệ thống xử lý nước thải có tính đến năng lượng phát sinh Hồ hiếu khí

UASB+hồ hiếu khí

Chi phí

z,

Bùn hoạt tính (bao gồm xử lý bùn)

z,

z2

z,

z2

211, 8

135,6

154,1

98,8

233,8

212,4

74,8

67,6

82,3

74,1

220,0

203,8

0

0

-11

-11

-27

-23

Tổng chi phí hàng năm

286,6

203,1

224,9

161,5

42,0

393,2

USD /m3

0,098

0,070

0,077

0,055

0,146

0,135

Chi phí đầu tư Chi phí xây dựng Năng lượng phát sinh (tiêu hao)

4.5.12. Nhân lực quản lý Tùy thuộc quy mô, mức độ tự động hóa và khả năng hoạt động, hệ thống xử lý kỵ khí cần từ 5-H0 nhân viên, bao gồm một cán bộ quản lý có bằng cử nhân chịu trách nhiệm quản lý và điều khiển hệ thống xử lý nước thải. Hai đến ba vị trí dành cho nhân viên kiểm tra chất lượng, những người này thực hiện kiểm tra và phân tích thường xuyên chất lượng nước thải nhằm đảm bảo hiệu suất xử lý. Một vị trí dành cho thợ điện. 4.5.13. Tác động m ôi trường Xử lý kỵ khí có tác động tích cực đối với môi trường: mức tiêu thụ năng lượng thấp, tạo ra năng lượng (mêtan), và ít bùn dư hơn. Cần tiến hành xử lý bổ sung trước khi xả; vi khuấn không được xừ lý triệt để và cần tiến hành khử trùng nước thải sau xử lý. Xử lý kỵ khí cũng tạo ra NH 3 và H2S, gây tác động xấu đến môi trường làm việc. TÀI LIỆU TH AM KHẢO

. ADRIANUS c . VAN HAANDEL AND GATZE LETTINGA, 1994. Anaerobic Sewarage Treatment, a practical guicỉe fo r regỉons with a hot cỉimate, John ‘ Wiley& Sons • ALLEN, L.H.J., 1997. Mechanisms and rates o f 0 2 transfer to and through submerged rhizomes and roots vía aerenchyma. Soil and Crop Science Society of Florida Proceedings, 56, 41-54. . ALLEN, R.G., PEREIRA, L.S., RAES, D„ and SMITH, M„ 1998. Crop evapotranspiration. Guidelines fo r computìng crop water requirements. . ARIAS, C.A., BRIX H„ JOHANSEN, N.H., 2003. phosphorus removal from municipaỉ wastewater in an experimental two-stage vertical flo w constructed wetland system with calciíeỹilter. Wat Sci. Tech. 48(5), 51-58

159


ARMSTRONG, J., and ARMSTRONG, w ., 1990. Light-enhanced convective throughflow increases oxygenation in rhizomes and rhizosphere o f Phragmites australis (Cav.) Trin. ex Steud. New Phytol., 114, 121-128. ARTHUR, J.p., 1983. Notes on the Design and Operation o f Waste Stabilizaíion Ponds in Warm Cỉimates ofD eveloping Countries. Urban Development, Technical Paper 7. Washington D.C., The World Bank. 106 p. AYRES, R.M., ALABASTER, G.P., MARA, D.D., and LEE, D.L., 1992. A desỉgn equation fo r Human Intestinal Nematode Egg Removal Irt Waste Stabilỉzation Ponds. Wat. Res., 26, 863-865. BAYLEY, S.E., ZOLTEK, J., JR„ HERMANN, A.J„ DOLAN, T.J., and TORTORA, L., 1985. Experimental manipulation o f nutrients and water in a freshwater marsh: Effects on biomass, decomposition, and nutrient accumulation. Limnol. Oceanogr. 30, 500-512XXER BCEOM, 1990. Application du procédẻ de ỉagunage naturel au traitement des eaux usées domestỉques des collectivitẻs de petite à moyenne importance: memento technique. Côte d’Ivoire, Abidịan : BCEOM. 36 p. BREEN, P.F., 1990. A mass balance method fo r assessing the potential o f artifìcial wetlands fo r wastewater treatment. Wat. Res., 24, 689-697. BRIX, H., and SCHIERUP, H.-H., 1989. The use o f aquatic macrophytes in water-pollution controỉ. Ambio 18, 100-107. BRIX, H., and SCHIERUP, H.-H., 1990. Soil oxygenation in constructed reed beds: The role o f macrophyte and soil atmosphere interface oxygen transport. In: Cooper, P.F., Findlater, B .c. (Eds.), Constructed Wetlands in Water Pollution Control. Pergamon Press, London, 53-66. BRIX, H., 1990. Gas exchange through the soiỉ-atmosphere interphưse and through dead culms o f Phragmites australis in a constructed reed bed receiving domestic sewage. Wat. Res., 24, 259-266. BRIX, H., 1993. Macrophyte-mediated oxygen transfer in wetỉands: transport mechanisms and rates. In: Moshiri, G.A. (Ed.), Constructed wetlands for water quality improvement. Lewis Publishers, Boca Raton, Ann Arbor, London, Tokyo, page 391-398. BRIX, H., 1994. Functions o f macrophytes ỉn constructed wetlands. Wat. Sci. Tech. 29, 71-78. BRIX, H., 1997. D o macrophytes play a role in constructed treatment wetlands? Wat. Sci. Tech., 35,11-17. BRIX, H., 1998. Denmark. In: Vymazal, J., Brix, H., Cooper, P.F., Green, M.B., Haberl, R. (Eds.), Constructed wetlands fo r wastewater treatment in Europe. Backhuys Publishers, Leiden, The Netherlands, 123-152.


• B R IX , H., and G R E G E R S E N , p., 2002. Water halance o f willow dominated

consỉructed wetlands. Proceedings of the 8 th International Conference on Wetland Systems for Water Pollution Control, Arusha, Tanzania 16-19 September 2002, Vol. 1., 669-670. Dar es Salam, Tanzania. • B R IX , H., 2003. Danish experiences with wastewater treatment in constrcuted

\vetlands in proceedings o f the r' International Seminar on the Use of Aquatic Macrophaytes for Wastewater Treatment in Constructed Wetlands (editted V. Diaz, J. Vymazal) Lisboa, Portugal PAC • CEMAGREF, 1985. L ’exploitation des lagunages naturels : guide technique à l'usage depetites collectivités. France, Lyon : Division Qualité des Eaux, Pêche et Pisciculture du CEMAGREF, groupement de Lyon. 68 p. • COLLAZOS, C.J., 1990. Operation o f the La Rosita pilot plant 2nd stage. Report for the Defence Co-operation o f the Bucaramanga Catchment Area, Bucaramanga, Colombia. . COLLINS, A.G., THEIS, T.L., ÍCILAMBI, s„ HE, L„ and PAULOSTATHIS, S.G., 1998. Anaerobic Treatment o f Low Strength Domestic Wastewater Using and Anaerobic Expanded Bed Reactor. Joumal Environmental Engineering 124(7), 652-655. • COOPER, P.F., JOB, G.D., GREEN, M.B., and SHUTES, R.B.E., 1996. Reecl beds and constructed wetlands fo r wastewater treatment. WRc Swindon, Svvindon. • COOPER P.F 2001. Nitrification and denitrification in hybrid constructed wetland system s in T ransform ation o f nuỉrienỉs in natural a n d co n stru cted w etla n d s feditor

J. Vymazal), Backhuys Publishers, Leiden, The Netherlands. • COOPER P.F 2003. UK experiences wiíh reed heds and conslructed \vetlands from ỉ 985 to 2003 in proceedings of the l st International Seminar on the Use of Aquatic Macrophaytes for Wastewater Treatment in Constructed Wetlands (editted V. Diaz, J. Vymazal) Lisboa, Portugal PAC • CRITES, R., and TCHOBANOGLOUS, G., 1998. Small and Decentralized Wastewater Management Systems. 4th edition, McGraw-Hill, New York, N. Y. 1064 p. . CRONK, J.K., and FENNESSY, M.S., 2001. Wetland Plants. Biologỵ and Ecology. Lewis Publishers, Boca Raton, FloridDRIOUACHE, A., SIMONIS, p., WAUTHELET, M„ HAHN, H.H., and HOFFMANN, E„ 1997. Utiiisation du biogaz à la station de Ben Sergao (Maroc) - Mẻthodes et résultats. Deutsche Gesellschaít fur Technische Zusammenarbeit (GTZ) GmbH. 55p. . CURTIS, T. p„ MARA, D. D„ and SILVA, s. A„ 1992. ỉn/ỉuence ofpH, oxygen, and humic substances on abiỉity o f sunlight to damage faecal coliforms in waste stabilization pond water. Appl. Environ. Microbioi., 58, 1335-1343.

161


DAGUE, R.R., McKINNEY, R.E., PFEFFER, J.T., 1970. Soỉids retention in anaerobic waste treatment systems. Joumal o f the Water Pollution Control Federation, 42(2):29-46. DEFRA, 2002. Growing short rotation coppice - best practice guidelines fo r applications to DEFRA's Energy Crop Scheme, 1-30. DRIOUACHE, A., SIMONIS, p„ WAUTHELET, M„ HAHN, H.H., and HOFFMANN, E., 1997. Utilisation du biogaz à la station de Ben Sergao (Maroc) - Méthodes et résultaís. Deutsche Gesellschaữ fur Technische Zusammenairbeit (GTZ) GmbH. 55p. EPA, 1977a. Operàtion Manual Stabilization Ponds, Zickefoose, c . and H.ayes R.B., Washington D .c. U.S. EPA, Office o f Water Program Operations. EPA, 1977b. Process Design M anual Wastewater treatm ent/acilities fo r sewered small communities. EPA-625/1-77-009. Ohio, Cincinnati. U.S. EPA, Office o f Technology and Transfer. EPA, 1999. Wastewater íechnology fa c t sheet - Intermittent sandýìỉíers. EPA 832F-99-067. Office o f water, Washington D .c. GENUNG, R.K., DONALDSON, T.L. AND REED, G.D., 1985. Pilot scale development o f anaerobic filter technology fo r municipal waste water treatment. In: Schwitzenbaum, M.s. (ed), Proceedings o f the Seminar Anaerobic Treatment o f Sewage, University of Massachusetts, Amherst. GERSBERG, R.M., and GOLDMAN, C.R., 1983. N itrogen removal in artifìcial wetlands. Wat. Res. 17, 1009-1014. GERSBERG, R.M., LYON, S.R., BRENNER, R., and ELKINS, B.V., 1987. Fate ofViruses in Artifìcial Wetlands. Appl. Environ. Microb., 53, 731-736. GLOYNA, E.F., 1971. ỈVaste Stabilization Ponds. WHO Monograph Series, WHO, Geneva. GLOYNA, E.F. AND AGUIRRA, J., 1972. New experimental pond data. In: McKinney, R.E. (ed.), 2nd International Symposium on Waste Treatment Lagoons, University o f Kansas, Laxvrence. Goncalves, R.F., and de Avaụịo, V.L., 1999. Combining Upflow Anaerobic Sluidge Blanket (UASB) Reactors and Submerged Aerated Bioíìlters for Secondary GREGER, M., 2000. Willow as phytoremediator o f heavy metal contaminated soil. Obieg Pierwiastkow w Przyrodzie, 167-172. GREGERSEN, p. and BRIX, H., 2000. Treatment and recycling o f nutrients/rom household wastewater in willow wastewater cỉeaning /acilities with no outflow. Proceedings o f the 7th International Conference on Wetland Systems for Water


Pollution Control, Vol. 2, page 1071-1076. University oí' Florida, Lake Buena Vista, Florida. • GREGERSEN, p., and BRIX, H., 2001. Zero-discharge o f nutrients and water in a willow dominated constructed wetland. Wat. Sci, and Tech., 44, 407-412. . GREGERSEN, p„ GABRIEL, s., BRIX.H., and FALDAGER,I„ 2003. Retningslinier fo r etablering a f pileanlccg op til 30 PE. 0kologisk Byíbmyelse og Spildevandsrensning 25, 1-49. The Ministry of Environment, Denmark (in Danish) • GRIES, c ., KAPPEN, L., and LOSCH, R., 1990. Mechanism o f flood tolerance in reed, Phragmites australis (Cav.) Trin. ex Steudel. New Phytol., 114, 589-594. • GUJER, w ., and Zehnder, A.J.B., 1983. Conversion processes in anaerobic digestion. Wat. Sc. and Tech. 15, 127-167. • GUMBRICHT, T., 1993. Nutrient removal processes in freshwater submersed macrophvte svstems. Ecol. Eng., 2, 1-30. • Domestic Wastewater Treatment. Wat. Sc. and Tech. 40(8), 79. • H A B E R L , R ., and P E R P L E R , R ., 1990. Seven years o f research work and

experience wỉth wastewater treatment by a reed becỉ system. In: Cooper, P.F., Findlater, B .c. (Eds.), Constructed wetlands in water pollution control. Pergamon Press, Oxford, 205-214. • HAMMER, D.A., 1992. Creating freshwater wetlands. Lewis Publishers, Inc., Chelsea, MI. • HASLAM, S.M., 1971. The Development and Establishment o f Young Plants o f Phragmites communis Trin. Ann. Bot., 35, 1059-1072. • HASLAM, S.M., 1972. Biological ílora o f the British Isles. J. Ecol., 60, 585-610. • HASSELGREN, K., 1998. Use o f municipal waste Products in energy /orestry: Highlights from 15 years o f experience. Biomass and Bioenergy 15, 71-74. • HASSELGREN, K., 1999. Utilizaíion o f sewage sludge in short-rotation energy /oresíry: a pilot study. Waste Management & Research 17, 251-262. • HENZE, M., 1982. Husspildevands sammenscetìúng. Stads- og havneingenioren 12, 386-387. • HENZEN, M., and HARREMOES, p., 1983. Anaerobic treatment o f wastewater inỹixedfìlm reactors— a literature review. Wat. Sc. and Tech. 15, 1. • HOUNG, H.J.S. and GLOYNA, E.F., 1984. Phosphorus models for waste stabilization ponds. Joumal o f Environmental engineering, vol.110, n°3. Virginia, Reston: ASCE. 550-561. • HULSHOF POL, L.w . AND LETTINGA, G„ 1986. New technologies fo r anaerobic wastewater treatment. Water Science and Technology, 18, 41. 163


KADLEC, R.H., and K.NIGHT, R.L., 1996. Treatmenl Publishers, Boca Raton, New York, London, Tokyo. K.EM P, W.M., and M U R R A Y , L.,

wetlands.

Levvis

1986. Oxygen release /rom rools o f the

submersed macrophyíe Potamogeton perfoliatus L.: Reguỉating /actors and ecological implications. Aquat. Bot., 26, 271-283. K.ICKUTH, R., 1981. Abwasserreinigung in mosaikmatrizen aus aeroben und anaeroben teilbezirken. In: Moser, F. (Ed.), Grundlagen đer Abwasserreinigung, 639-665. K.NIGHT, R.L., 1997. Wildlife habitat and public use beneỹỉts o f íreatment wetlands. Wat. Sci. Tech., 35, 35-43. LAKSHMINARAYANA, J.s.s., 1972. Prevention o f sewage pollution by stabilization ponds. Environmental Letters, 8 , 121. LANCE, J.c„ GERBA, C.P., and MELNICK, J.L„ 1976. Virus Movement m Soil Columns Flooded with Secondary Sewage Effluent. Appl. Environ. Microb., 32, 520-526. LANDBERG, T., and GREGER, M., 1996. Differences in uptake and tolerance lo heavy melals in Salix/rom unpolluted and polluted areas. Applied Geochemistry 11, 175-180. LANDBERG, T., and GREGER, M., 1994. Can heavy metaỉ toỉerant clones o f Saiix be used as vegetation filters on heavy metal contaminaled ỉanđì ỉn: Aronsson, p., Perttu, K. (Eds.), Willow vegetation íĩlters for municipal wastewaters and sludges. A biological puriíĩcation system. Sxvedish University of Agricultural Sciences, Uppsala, page 133-144. LETTINGA, G., and V1NKEN, J.N., 1980. Feasibility o f the upflow anaerobic sludge blankeí (UASB) Process fo r the Treatment o f low-strength wasíes. Proceedings of the 35th Industrial Waste Coníerence, Purdue University, 1980. LETTINGA, G„ and HULSHOFF POL, L.w„ 1991. UASB-Process Designs fo r Various Types o f wasíewơters. Wat. Sc. and Tech. 24(8), 87-107. MADIGAN, M.T., MARTINKO, J.M., and PARKER, J., 2000. Brock Biology o f Microoganisms, 9th ed., Prentice-Hall, Upper Saddle River, NJ. MALINA, J.F., and PHHLAND, F.G., 1992. Design o f Anaerobic Processes fo r the Trecitment o f Industrial and Municipal Wastes. Water Quality Management Library, vol. 7, Technomic Publishing Co., Lancaster, PA. MARA, D.D., and PEARSON, 1986. Artificial freshw ater environmení: Waste stabilization ponds. Biotechnology, 8 , 177-206. VCH Verlagsgesellschaít : Weinheim.


• MARA, D.D., and SILVA, S.A., 1986. Removal o f intestinal nematode eggs in tro p ic a l w a ste s ta b iliza tio n p o n d s. Joum al o f tropical m ed icin e and h ygien e,

89(2), 71-74. • MARA, D.D., and PEARSON, 1987. Waste stabilimtion ponds: Design manuaì fo r Mediterranean Europe, Copenhagen, Denmark: World Health Organization, Regional Office for Europe. 53 p. . MARA, D.D., ALABASTER, G.P., PEARSON, H.w„ and MILLS, s .w ., 1992. Waste Stabilization Ponds: A Design Manuaì fo r Eastern Africa. Lagoon Technology International. Leeds, England. • MARA D.D., 2005. Pond process design - a pratical guide. In: A. SHILTON (Ed.) : pp. 168-187. Pond Treatment Technologỵ. London : IWA Publishing. • MARAIS, G.V.R. AND SHAW, V.A., 1961. Rational theory fo r design o f waste stabilisation ponds in South Afrìca. Transactions of the South Aírican Institute of Civil Engineers, 3, 205. • McGARRY, M.G. AND PESCOD, M.B., 1970. Slabilisution pond design criteria fo r tropicaì Asia. In: McKinney, R.E. (ed.) 2nd International Symposium on Waste Treatment Lagoons, University of Kansas, Lawrence • MCGHEE, T.J., 1991. Water Supply and Sewerage. 6 th Edition, McGraw - Hill Inc., 602 p.

. MINISTRY OF ENVIRONMENT AND ENERGY, 1997 Rodzoneanlaig Act No 325 o f 14 1997 on wastewater treatment in rural areas (In danish), Denmark . MINISTRY OF ENVIRONMENT AND ENERGY, 2003. Guidelines fo r willow systems up to 30 PE (in Danish). 0kologisk Byíomyelse og Spildevandsrensning No. 25. No. 26.

• MITSCH, W.J., GOSSELINK, J.G., 1993. Wetlands. Van Nostrand Reinhold, New York. • 0 ’R0URKE JT (1968) Kinetics o f Anaerobic Treatment at Reduced Temperature. PhD Thesis, Staníbrd Univ., Stanford, Cal., USA. • OSWALD, W.J., 1975. Waste Pond. Fundamentals. Washington, DC: The World Bank. • PANO, A., and MIDDLEBROOKS, E.J., 1982. Amnionia nitrogen removal in /acultative wustewater stabiỉiialion ponds. Journal of the Water Polluíion Control Federation, 54(4), 344-351. • PARKER, C.D., 1959. Per/ormance o f large sewage lagoons at Meiboưrne, Australia. Sewage and Industrial Wastes, 31, 133. • PARKER, C.D., 1970. Experiences with anaerobic lagoons in Australia. In: McKinney, R.E. (ed.) 2nd International Symposium 011 Waste Treatment Lagoons, University o f Kansas, Lavvrence. 165


PEARSON, H .w „ MARA, D.D., SMALLMAN, D.J„ and MILLS, s„ 1987. Physicochemical parameters in/ỉuencing /aecal ColiỊorm survival in waste stabilization ponds. Wat. Sc. and Tech., 19(12), 145-152. PERDOMO, s., FUJITA, M., and FURUKAWA, K„ 1996. Oxygen transport through Pistia stratioíes L. Proceedings o f the 5th International Conference on Wetland Systems for Water Pollution Control, Universitãt fìir Bodenkultur Wien, Vienna, Austria. PETTECREW, E.L., and KALFF, J., 1992. Water flo w and clay retention in submerged macrophyte beds. Can. J. Fish. Aquat. Sci., 49, 2483-2489. PRETORIUS, W.A., 1971. Anaerobic digestion o f raw sewage. Water Research, 5,681. REDDY, K.R., an(ị DE BUSK, W.F., 1985. Nutrient Removal Poíential o f Selected Aquatic Macrophytes. J. Environ. Quai., 14, 459-462. REDDY, K.R., PATRICK, W.H„ JR„ and LINDAU, c .w „ 1989. NitrificationdenitriỊĩcation at the plant root-sediment interface in wetlands. Limnol. Oceanogr. 34,1004-1013-1004-1013. REED, S.C., 1985. Nitrogen removal in wastewater stabiỉization ponds. Joumal of the Water Pollution Control Federation, 57(1), 39-45. RICHARDSON, C.J., 1985. Mechanisms Controlling Phosphorus Retention Capacity Freshwater ĨVetlands. Science, 228, 1424-1427. RODEWALD-RUDESCU, L., 1974. Das Schiỉfrohr. E. Schweizerbartsche Verlagsbuchhandlung, Stuttgart. ROSENBERG, N.J., 1969. Advective contribution o f energy utiiised in evapotranspiration by alfalfa in (he East Central Great Plains. Agricultural Meteorology 6 , 179-184. ROSENQVIST, H., ARONSSON, p., HASSELGREN, K., and PERTTU, K., 1997. Economics o f using municipal wastewater irrigation o f willow coppice crops. Biomass and Bioenergy 12, 1-8. RUIHONG, z ., 2001. Biology and Engineerỉng o f Animal Wastewater Lagoons. Caliíòmia, Davis : University o f Caliíòmia, Biological and Agricultural Engineering Department. 9 p. SAH, R.N., and MIKKELSEN, D.S., 1986. Transformations o f Inorganic Phosphorus durỉngthe Floodingand Draining Cycles ofSoil. Soil Sci. Am., J. 50,62-67. SASTRY, CA. AND MOHANRAS, G.J., 1976. Waste stabỉlization pond design and experience in India. In: Ponds as a Waste Water Treatment Altemative, Water Resources Symposium No. 9, University o f Texas, Austin.


. SCHIERUP, H.-H., BRIX, and H„ LORENZEN, B., 1990. Wastewater treatment in constructed reed beds in Denmark - State o f the art. In: Cooper, P.F., Findlater, B .c. (Eds.), Constructed Wetlands in Water Pollution Control. Pergamon Press, London, 495-504. • SEIDEL, K., HAPPEL, H., and GRAUE, G., 1978. Contributions to revitalisation o f waters. Stiíìung Limnologische Arbeitsgmppe Dr. Seidel e.v., Krefeld (Germany). . SOMES, N.L.G., BREEN, P.F„ and WONG, T.H.F„ 1996. Integrated hydrologic and botanical design o f stormwater control wetlands. Proceedings o f the 5th International Conference on Wetland Systems for Water Pollution Control, ưniversitãt fur Bodenkultur Wien, Vienna, Austria. • SPEECE, R.E., 1996. Anaerobic Biotechnology for Industrial Wastewaters, Archae Press, Nashville, TN. . SWITZENBAƯM, M .s. AND JEWELL, W.J., 1980. Anaerobic attached film expanded bed reactor treatment. Joumal o f the Water Pollution Control Federation, 52, 1953. • THONART, p., 2006. Opẻratỉons unitaires du traỉtement des eaivc industrielles. Faculté universitaire des Sciences agronomiques de Gembloux - Lecture notes. • TORNBJERG, T., BENDIX, M., And BRIX, H., 1994. Internal gas transport in Typha latifolia L and Typha angustifolia L .2. Convecíive throughflow pathways and ecological significance. Aquat. Bot., 49, 91-105. • TRAN DUC HA, 2006. Domestic Wastewater Treatment Planís small scale. Science and Technique, Ha Noi, Vietnam. • VAN DER LAST, A.R.M., 1991. Anaerobic treatment o f settled sewage with the EGSB and the FB processes. Report Agricultural ưniversity o f Wageningen, Department o f Water Pollution Controỉ. . VENTURI, p„ GIGLER, J.K., and HUISMAN, w ., 1999. Economic andtechnical comparison between herbaceous (Miscanthus X giganteus) and woody energy crops (Salix viminalis). Renewable Energy 16, 1023-1026. • VÉBER, K., 1978. Propagation, Cultivation and Exploitation o f Common Reed in Czechoslovakia. In: Dykyjová, D., Kvet, J. (Eds.), Ecological Studies, Vol. 28. Springer-Verlag, Berlin Heidelberg, 416-425. . VIETNAMESE CONSTRUCTION DESIGN STANDARDS TCXDVN 51:2006. . VIETNAMESE ENYIRONMENTAL STANDARDS TCVN 5945:2005. . VYMAZAL, J., BRIX, H., COOPER, P.F., HABERL, R., PERFLER, R., and LABER, J., 1998. Removaỉ mechanisms and types o f constructed wetlands. In:

167


Vymazal, J., Brix, H., Cooper, P.F., Green, M.B., Haberl, R. (Eds.), Constructed wetlands for wastewater treatment in Europe. Backhuys Publisher, Leiden, The Netherlands, 17-66. WATSON, J.T„ REED, S.C., KADLEC, R.H., K.NIGHT, R.L., and WHITEHOUSE, A.E., 1989. Performance expectaíions and loading raíes fo r constructed wetlands. In: Hammer, D.A. (Ed.), Constructed wetlands for wastewater treatment. Municipal, industrial and agricultural. Lewis Publishers, Inc., Chelsea, MI, 319-351. WEISNER, S.-E.B., and EKSTAM, B., 1993. ỉnfluence o f germinalion time on juvenile per/ormartce o f Phragmites australis on temporarily exposed bottoms: ỉmplications fo r the colonization o fla ke beds. Aquat. Bot., 45, 107-118. WEISNER, S.-E.B., GRANELI, w „ and EKSTAM, B„ 1993. Influence o f submergence on growth o f seedlings o f Scirpus lacustris and Phragmites australìs. Freshwater Biol., 29, 371-375. WETZEL, R.G., 2001. Limnology. Lake and River Ecosystems. Academic Press, San Diego. WHO, 1989. Health guidelines fo r the use o f wastewater in agriculture and aquaculture. Technical Report No. 778, WHO, Geneva, 74 p. WHO, 2006. Guideỉines fo r safe use wastewater, excreta and grey water. Policy and Regulatory aspects vol.l, WHO, Geneva, 100 p. WORRALL, p., PEBERDY, K.J., and MILLETT, M.C., 1996. Constructed wetlands and nature conservation. Wat. Sci. Tech. 35, 2051-2139. XANTHOULIS, D., 1998. Epuration par basins d ’infiltration au Cap Vert (tractebel devclopment engineering) YODA, M., HATTORI, M. AND MIJAJI, Y., 1985. Trecỉtment o f municipaỉ waste water by anaerobic j,ìuidised bed: behaviour o f organic suspended solids in anerobic reactor. In: Schwitzenbaum, M .s. (ed.), Proceedings of the Seminar Anaerobic Treatment of Sewage, University o f Massachusetts, Amherst. YOƯNG, J.c.,1990. Summary o f design and operating/actors fo r upflow anaerobic ỹủters. Proceedings of the International Workshop on Anaerobic Treatment Technology for Municipal and Industrial Wastewater, Valladolid, Spain.


x ử LÝ ỔN ĐỊNH NƯỚC THẢI

5.1. XỬ LÝ ỔN ĐỊNH NƯỚC THẢI BẰNG THỰC VẬT 5.1.1. Khái niêm *

Hiện nay, các vấn đề liên quan tới nguồn nước và đặc biệt là nước thải đang trở nên ngày càng quan trọng. Nhiều quốc gia đang phải đối mặt với những vấn đề nghiêm trọng về ô nhiễm nguồn nước bời nitrat và phôtphat. Nhiều nơi thường gặp các vấn đề thiếu nước và có nhu cầu về nước sạch hơn cho mục đích sử dụng cùa con người (nước uống) và cho mục đích nông nghiệp (tưới tiêu). Các định nghĩa Xử lý ổn định theo tiếng Pháp là Epuvalisation, từ viết tẩt của hai từ: épuration - làm sạch; và valorisation - làm ổn định; quá trình này sử dụng thực vật để làm sạch nước thải và đã được áp dụng thành công ở nhiều nước thuộc vùng Địa Trung Hải và ở Bi. Quá trình xử lý ổn định (XLÔĐ) nước thải được phát triển từ sáng chế đầu tiên “Quá trình xử lý chất thải hữu cơ dạng lỏng” thực hiện năm 1985 và sáng chế thứ hai “Quá trình xử lý liên tục các chất thải có thể chuyển hóa thành mêtan” được phối hợp nghiên cứu giữa Viện Công nghiệp Huy (ISI, Bỉ ) và Trung tâm Kỹ thuật Nông nghiệp Strée (CTA, Bỉ). XLÔĐ có nguồn gốc từ kỹ thuật trồng cây trong nước. Tuy nhiên, XLÔĐ khác với kỹ thuật trồng cây thông thường, cây được trồng không cần đến đất và được chăm bón bàng dung dịch chất dinh dưỡng để sản xuất rau và/hoặc các loại cây trang trí, XLÔĐ sừ dụng các nhu cầu và đặc điểm vật lý của cây để loại bỏ các hợp chất gây tác hại đến môi trường. Nước thải chảy qua các kênh trong đó có bố trí trồng các loại cây rễ trần. Hệ thống này có thể được áp dụng theo các sơ đồ dòng thẳng (nước chảy theo một chiều) hoặc dòng tuần hoàn. Các kênh có chiều rộng 50 cm và chiều dài phụ thuộc vào chất lượng nước thài. Cây hấp thụ nitrat và phôtpho cho quá trình tăng trưởng, và rễ cây có tác dụng lọc các chất lơ lửng đồng thời là nơi lưu giữ các vi khuẩn có ích cho quả trình làm sạch nước thải. Vì vậy, hệ thống cũng có thể hoạt động như một hệ thống lọc ngập nước. Hệ thống XLÔĐ nước được triển khai để đáp ứng nhu cầu xử lý nước thải cho những khu dân cư có quy mô nhỏ, tuy nhiên mục đích có thể thay đổi tùy thuộc điều kiện sử 169


dụng. Tại các nước thuộc vùng Địa Trung Hải, XLÔĐ được áp dụng với mục đích xử lý và tái sử dụng nước thải để tưới trồng trong nông nghiệp; tại các khu vực có khí hậu nhiệt đới khô, trọng tâm là tăng năng suất cây trồng; tại các khu vực có khí hậu ôn hòa, chủ yếu tập trung vào việc loại bỏ nitrat và phôtpho là nguyên nhân của các hiện tượng phú dưỡng trong nguồn nước. Với cấu tạo đơn giản và có chi phí đầu tư thấp nên phương pháp này có tính ứng dụng cao, phù hợp với các quốc gia có điều kiện thiếu nguồn cấp nước và có các vấn đề về an toàn vệ sinh do sử dụng nước thải thô bừa bãi. Những khái niệm cơ bản và “K ỹ thuật sử dụng thực vật” trong XLN T Qua nhiều thế kỷ, “khả năng làm sạch” của các loại thực vật thủy sinh và đầm lầy tự nhiên đã được biết đến thông qua việc lọc, hấp thụ các hợp chất hóa học nitơ và phôtpho cũng như khả năng lưu giữ các chất gây ô nhiễm khác trong bùn và bằng tổ hợp các quá trình sinh học diễn ra trong “hệ thống cây-nước”. Hệ thống làm sạch bằng thực vật thủy sinh là một trong những lựa chọn thích họp phục vụ cho mục đích khôi phục và tái sử dụng nước thải. Hệ thống này làm ổn định chất'thải và xử lý các chất dinh dưỡng. Cơ chế xử lý chủ yếu là thông qua các quá trình lắng cơ học và hoạt động trao đổi chất của vi khuẩn giống như các quá trình diễn ra trong các hệ thống xử lý thông thường bằng bùn hoạt tính hoặc bể lọc sinh học [ƯSEPA, 1991]. Bằng cơ chế xử lý khác, trong đó sừ dụng thực vật hấp thụ các chất dinh dưỡng và sau đó được thu hoạch, cũng là một biện pháp loại bỏ các chất gây ô nhiễm có hiệu quả. Ngoài các loại thực vật như cây sậy, cỏ nến, và các thực vật thủy sinh tương tự khác thường được dùng trong các bãi lọc ngập nước nhân tạo, còn nhiều loài thực vật khác cũng có thể được sử dụng cho mục đích xử lý nước thải. Những loài cây này được sừ dụng không chỉ cho mục đích làm sạch nước mà còn phục vụ cho các mục đích sử dụng khác của con người. Sau đây là một số ví dụ: Hệ thống xử lý nước thải sừ dụng cãy lan dạ hương nước (Eichhornia crassipes) thường được ứng dụng tại các khu vực nhiệt đới. Các hệ thống này có khả năng hoạt động trong điều kiện tải lượng chất ô nhiễm cao và sản phẩm của nó có thể được sử dụng làm chất phủ hoặc phân hữu cơ phục vụ cho nông nghiệp. Cuống lá khô của cây lan dạ hương nước có thể được đan dệt thành rổ rá và các sản phẩm thương mại khác [Polprasert, 1996]. Cây sen, một loài cây rìổi có rễ bám, là cây trồng để thu hoa lợi phổ biến và quan trọng ở nhiều nước châu Á. Cây sen có nhiều tác dụng: ngó sen và củ sen làm rau tươi; hạt làm món tráng miệng và là một vị thuốc; hoa sen là loại cây trang trí có ý nghĩa tôn giáo; một số bộ phận làm vật liệu thô để sản suất mỹ phẩm [Yi, Lin yà Diana, 2002]. Cây le (Hydrilla), một loài thực vật sống chìm dưới nước quanh năm, được sử dụng làm lớp phủ, thức ăn gia súc, và trang trí bể cá [Polprasert, 1996]. Cây này có khả năng thích ứng tốt với các điều kiện thay đổi khác nhau của môi trường nước và có thể phát 170


triển tốt trong điều kiện ánh sáng yếu. Một số nghiên cứu cho ràng cây le và một số cây sống ngập nước khác có vai trò chính trong việc hấp thụ nitơ và phôtpho [Vincent, 2001]. 5.1.2. Kỹ thuật xử lý ổn định nước thải bằng thực vật X ử lý

Bản thân kỹ thuật rất đơn giản, bao gồm thực vật được trồng trong các “kênh” không có đất (rễ trần). Nước thải chảy trong các kênh qua hệ thống rễ cây (Hình 5.1 và 5.2). Ban đầu, phương pháp này sử dụng Kỹ thuật Màng Dinh dưỡng (KMD), nhưng sau đó được phát triển thành Dòng Dinh dường Vĩnh cửu (DDV). Khác với việc sừ dụng lớp màng dinh dưỡng hình thành trong điều kiện mực nước nông, trong kỹ thuật DDV luôn có lượng nước liên tục sâu hơn và có thể điều chỉnh được.

/ / y y q k y ____y \ _ .. s y —

Hình 5.1. Kỹ thuật xừlỷ ổn định nước bằng thực vật.

Hình 5.2. Xử ỉý ổn định nước bằng thịCC vật với dòng tuần hoàn. Phương pháp DDV được ứng dụng phổ biến hơn vì một số lý do: • Trong trường hợp gập sự cố, chiều sâu mực nước trong các kênh đủ đảm bảo cho cây không bị thiếu nước; • Đối với các loại nước thải có nồng độ ô nhiễm cao, kỹ thuật DDV có thể tạo điều kiện tiếp xúc tốt hơn và lâu hơn giữa nước thải với rễ cây nơi mà hệ vi khuẩn phong phú đã phát triển. Hệ thống lọc ngập nước này hoạt động như một lóp vật liệu cố định các vi khuẩn sống và luôn phát triển. Nước sau xử lý ổn định được sừ dụng như nguồn dinh dưỡng riêng và hệ thống có thể hoạt động theo các sơ đồ dòng thẳng hoặc dòng tuần hoàn. Trong sơ đồ dòng thẳng, nước thải cần xử lý chỉ chảy một lần dọc theo một kênh dẫn dài; phương pháp này thường được dùng để xừ lý bậc ba đối với nước xả ra từ các trạm XLNT. Độ dài của các kênh giao động tùy thuộc vào chất lượng nước thải và mức độ xử lý cần thiết (thường

171


trong khoảng 20 đến 50 m). Sơ đồ dòng tuần hoàn phù hợp với nước thải có nồng độ chất ô nhiễm cao hơn. Hình thức dòng tuần hoàn sẽ làm giảm nồng độ các chất ô nhiễm, do được pha loãng trước trước khi vào hệ thống nên có thể giảm được chiều dài của kênh từ 10 đến 15 m cũng đủ đảm bảo hiệu suất xử lý. Hệ thống X L Ô Đ nước thải bàng thực vật hoạt động theo ba phương thức chính:

1. Rễ cây có công dụng như một hệ thống lọc cơ học. 2. Hệ thống rễ là nơi phát triển của các vi khuẩn. Sự phát triển về mật độ các vi khuẩn dính bám lên rễ cây hình thành lớp vi khuẩn sống đóng vai trò lớn trong quá trình phân hủy các chất ô nhiễm có trong nước thải. Tất cả các bề mặt của kênh và các thiết bị có tiếp xúc với chất lỏng cũng được sử dụng như vật liệu dính bám các vi khuẩn.

3. Cây hấp thụ - chất dinh dưỡng (cây hấp thụ các chất đã được khoáng hóa bởi vi sinh vật- nitrat, phôtphat) hay bất kể hợp chất nào khác được coilà “chất gây ônhiễm” .

Có ba điểm khác biệt giữa hệ thống XLÔĐ bằng thực vật và hồ ổn định nước thải [Henrard, 1994]: 1. Thời gian lưu nước trong kênh rất ngắn, thường không quá 1

2 giờ trong khi thời

gian lưu trong hồ sinh học thường kéo dài hàng tuần;

2. Không yêu cầu nhiều diện tích sử dụng, có thể bố trí trong nhà kính để chống bị đóng băng nhờ hơi nóng của ánh sáng. Phương pháp này có thể được sử dụng quanh năm trong vùng khí hậu lạnh;

3. Sự tăng trưởng của rễ và sự tích tụ các chất lơ lửng xung quanh rễ dẫn đến hiện tượng bùn lắng đầy kênh và chảy tràn. Cây cần được thay sau ba đến bốn tháng phát

triến, tùy thuộc vào lượng chất lỏng cần xử lý. Các loài cây được lựa chọn theo nhiều tiêu chí cụ thể:

• Khả năng thích nghi và khả năng phát triển trong nước; • Cây phải thuộc loài rễ “chùm” không có rễ cái; • Khả năng dễ nhân giống bằng gieo hạt, đoạn cẳt, mọc chồi...nhằm đảm bảoviệc thay thế cây. Cây đứợc chọn nhàm đàm bảo khả năng làm sạch tối ưu cần được nuôi trồng trong điều kiện đặc biệt. Cây trồng cần được cố định trong các kênh bàng các tấm lưới hoặc các loại giá thể. Hệ thống X L Ô Đ bằng thực vật thường đạt hiệu suất làm sạch tốt, nhiên khả năng duy trì ổn định hiệu suất xử lý phụ thuộc vào một số yếu tố:

• Sự thay đồi về nồng độ các chất ô nhiễm trong nước thải; • Tốc độ dòng chảy trong kênh; • Trạng thái thực vật của cây; • Khí hậu (nhiệt độ, ánh sáng, K ỹ thuật X L Ô Đ bàng thực vật có thể được áp dụng trong các công đoạn xử lý:

172

tuy


Hóa - Lý: xử lý nitơ và phôtpho - nguyên nhân cùa hiện tượng phú dưỡng trong nguôn nước, chất rắn lơ lửng, COD, BOD5, kim loại nặng; Vi sinh vật: giảm bớt vi khuẩn gây bệnh (trực khuẩn tà, khuẩn liên cầu, trứng giun sán); Phạm vi ứng dụng: • Xử lý bố sung nước thải đô thị: Bằng 30 m kênh (gồm 6 đoạn, mỗi đoạn 5 m) trung bình có thể xử lý 500 lít nước thải trong một ngày, tương đương với 12 m3/ngđ tương đương với lượng nước thải từ 70 80 người (theo tiêu chuẩn Bẳc Âu); xử lý bậc ba cho nước thải sinh hoạt; • Xừ lý phân/bùn; • Xừ lý nước rò ri từ bài chôn lấp rác; • N ư ớc thải côn g nghiệp dầu ôliu.

Ôn định Bên cạch khả năng làm sạch, hệ thống còn có thề tạo ra hai sản phẩm “có giá trị”: 1. Nuớc: sau xử lý bổ sung có thành phần ổn định và có thể tái sừ dụng cho mục đích tưới tiêu trong nông nghiệp. 2. Thực vật: • Sản xuất các loại thục vật “có giá trị” (trang trí. sinh khối,...); • Sản xuất hạt giống; • Sản xuất thức ăn cho người và động vật trong điểu kiện an toàn vệ sinh liên quan tới các chất độc hại nhu kim loại nặng hay bất kể chất gì có ảnh hưởng xấu tới chuỗi dinh dưỡng. Vật liệu Vật liệu cần thiết gồm các thiết bị lẩp đặt kênh dẫn dễ vận chuyển, những thiết bị này thường nhẹ, có kích thước phù họp với khả năng vận chuyến và lắp đặt thủ công. Loại phố biến nhất thường được làm từ thép tấm sơn phủ êpôxi có khả năng chống xâm thực, chế tạo theo hình máng có chiều rộng 50 cm, sâu 9 cm. Chiều dài chuẩn của mỗi đoạn máng là 5 m. Khi lắp ghép nối tiếp nhau, có thể tạo ra các kênh có chiều dài theo mong muốn. Nước thải cần được xứ lý chảy trong kênh theo hình thức tự chảy dọc theo chiều dài kênh có chứa thực vật. Lưu ỷ: Thông thường, khả năng làm sạch cao nhất thường xảy ra trong 20 m đầu của kènh. Tăng chiều dài kênh (lên khoảng 50m) sẽ làm tàng hiệu suất xử lý ô nhiễm. Tuy nhiên, chiều dài kênh lớn sẽ làm tăng nhu cầu gia cố nền đất, vì nền đất cần phải xoài dốc để tránh nâng thiết bị lên quá cao. Kênh quá dài sẽ gây thất thoát nước do bốc hơi có thề ảnh hưởng tới khả năng phát triển của thực vật trong hệ thống. Trên hình 5.3 và 5.4 minh họa các đặc tính đơn gián và “chi phí thấp” cùa hệ thống XLÔD nước thải bàng thực vật. 173


Hình 5.3. Hệ thống XLÔĐ nước thài bằng cây cảnh.

Hình 5.4. Hệ thống kênh dẫn

Khả năng tăng trưởng của thực vật Mức độ tăng trưởng và phát triển của thực vật trong hệ thống trong quá trình hoạt động là một chỉ số đánh giá khả năng hấp thụ chất dinh dưỡng và hiệu suất xử lý của hệ thống. Trong điều kiện khí hậu ôn đới, hệ thống XLÔĐ nước thải bằng thực vật chi có thể hoạt động ngoài trời từ giữa tháng năm đến cuối tháng mười do có sương giá. Hệ thốĩỊg có thể hoạt động quanh năm nếu được bố trí trong nhà kính. Những loài thực vật cho hiệu suất xử lý cao gồm: cần tây, củ ấu, cải xoong và cây irit. Bốn loài thực vật này có khấ năng làm sạch tốt, nhưng khả năng lưu bùn của chúng khác nhau: cây irit có thể phát triển tốt và đảm bảo hiệu suất xử lý trong điều kiện bùn phủ kín rễ; cải xoong phát triển tốt hon nhiều khi nước thải không chứa quá nhiều bùn. Khả năng phát triển tốt của cải xoong và cần tây đã được kiểm chứng bằng các nghiên cứu thực hiện tại Bỉ, Pháp và Bồ Đào Nha (xem bảng 5.1). Trên bảng 5.2 nêu kết quả quan trấc khả năng phát triển của một số loài cây cảnh thực hiện tại Bỉ. cần lưu ý là để đánh giá đúng hiệu suất làm sạch liên quan tới khả năng phát triển của cây cần tiến hành bằng thực nghiệm, tuy nhiên cây có tốc độ phát triển tốt trong hệ thống có thể được xem là có khả năng làm sạch tốt. Căn cứ vào các đặc điểm khác nhau của các loài thực vật, việc sử dụng lần lượt các loài khác nhau để tăng hiệu suất toàn diện sẽ rất có ích. Như vậy, có thể sử dụng một loài duy nhất hoặc một chuỗi các loài khác nhau trong cùng một hệ thống. Hiệu suẩt làm sạch về mặt hóa - lỷ Nhìn chung hiệu suất xử lý khi hệ thống được vận hành theo sơ đồ dòng tuần hoàn tốt hơn so với sơ đồ dòng thẳng. Do trong sơ đồ tuần hoàn, thời gian lưu chất lỏng trong các kênh thường lâu hơn. Thời gian tiếp xúc giữa các chất thải với rễ cây lâu cho phép vi khuẩn tiến hành quá trình nitrat hóa toàn diện hơn và phân hùy nhiều COD hơn [Xanthoulis, 1997]. 174


Bảng 5.1. Khả năng phát triển và mức độ làm sạch của một sô loài thực vật.

Khả năng làm sạch

Thuốc lá

Tăng trường Kém

Cà chua

Trung bình

Trung bình

Cây phát triển tốt, nhưng khó tạo chùm rễ phát trien tốt Hệ thống rễ bị thoái hóa sau hai tháng phát triển

Chuối hoa Cải xoong

Tốt Tốt

Trung bình Trung bình

Cây phát triển quá nhanh do nảy nhiều mầm Phát triển tốt nhưng có xu hướng tích tụ bùn

Cù ấu Cần tây

Tốt Tốt

Tốt Tốt

Loài thực vật

Các quan sát

Chùm rễ rất dày và nảy nhiều mầm Rễ rất dày nhưng có xu hướng thoái hóa vào cuối chu kỳ

Bảng 5.2. Khả năng phát triển của một sô' loài cây cảnh Khả năng phát triển *

Cây

Khả năng phát triển *

Physalis perevianum

100

Lobelia cardinaỉis

80

Iresine sp.

20

Myosotis palustris

100

Impatiens sp.

100

Acorus gramineus

10

Ageratum mexicanum

100

Juncus sp.

10

Mimulus luteus or guttatus

100

Polygonum sp.

20

Cây

* Khả năng phát triển cùa thực vật trong hệ thống so với trong điều kiện phát triển thông thường (trong đất) tính theo phần trăm trọng lượng. Mức độ xử lý các chất ô nhiễm hóa - lý được thể hiện qua các chi tiêu ss, BOD5, COD, NO3', N H /, PƠ43'. Hiệu suất xử lý của hệ thống thường dao động tùy thuộc chất lượng của nước thải cần được xử lý và tùy thuộc chế độ của dòng chảy trong hệ thống. Cần cân nhắc khi lựa chọn sử dụng các loài thực vật cũng như việc bố trí bổ sung các khoang lắng trung gian giữa các đoạn kênh dẫn hoặc tại cuối dòng chảy của hệ thống. S ơ đồ dòng chảy thẳng Nước thải sinh hoạt: trên bảng 5.3 nêu các số liệu về hiệu suất xử lý từ các hệ thống XLÔĐ nước thải sinh hoạt bằng thực vật (xử lý cấp ba - ở Bỉ và Xênêgan) và từ hồ kỵ khí (xừ lý bậc hai - ở Marôc). Bảng 5.3. Hiệu quả xử lý nước thải sinh hoạt của một số hệ thống xử lý đó được vận hành trong thực tế Thông số

Bi * %

g/m.ngđ **

Xênêgan

Marôc*

%

% >60

ss

COD

48,2

10,31

2060

>40

175


Bảng 5.3 (tiếp theo) Bỉ *

Thông số

g/m.ngđ **

%

Xênêgan

Marôc*

%

%

30-63

>40

bod5

55,0

N IV

36,6

1,27

25-40

>60

no3

45,3

11,55

25-40

>60

P 0 43

30,9

1,71

50-85

* giá trị trung bình ** kết quả tính theo gam được xử lý trên mét kênh trên ngày

Lưu ỷ: Biểu thị kết quả theo số gam được xử lý trên mét kênh và trên ngày (g/m.ngđ) là rất hữu ích cho công tác thiết kế các hệ thống XLÔĐ nước thải bàng thực vật tương tự. Các kết quả thực nghiệm cũng cho thấy tốc độ xử lý các chất ô nhiễm diễn ra nhanh trong 20 đến 30 m đầu tiên của kênh dẫn. Bảng 5.4 nêu các số liệu về hiệu suất xử lý đạt được trong 20 m đầu của hệ thống kênh có tổng chiều dài 40 m, tính theo tỷ lộ phần trăm cùa hiệu suất xử lý toàn phần (sau 40 m). B ả n g 5.4. H iệu su ấ t xử lý đạt được trong 20m đáu của hệ thông kênh có tổng ch iéu d ài 40m .

Chi tiêu

Kênh DDV

Kênh KMD

COD

89% "

83 %

NH/

79%

76 %

NO,

82%

78 %

PO41

72%

69%

DDV: Dòng Dinh dưỡng Vĩnh cứu (chiều sâu chất lóng: vài crn) TMD: Kỹ thuật Màng Dinh dường (chiều sâu chất lỏng: vài mm) 1*: 89% lượng COD được xử lý đạt được sau 20 m trong kênh dài 40 m.

Nước rò ri từ bãi chôn lấp rác: kỹ thuật này đã được thừ nghiệm để xử lý bậc ba sau xử lý bậc hai bằng bùn hoạt tính với nước rỉ từ bãi chôn lấp rác thải đô thị, có chứa nhiều chất hữu cơ và chất khoáng (xem bảng 5.5). B ản g 5.5. T ả i lượng cá c ch ấ t ô n hiễm trong nước rỉ từ bãi chôn lấp rác được xử lý ứng với cá c loại thực vật k h á c n h au .

N-NH4 g/m.ngđ *

N-NO3 g/m.ngđ *

P-P0 4 g/m.ngđ *

Cần tây

1,357

43,648

0,230

Sậy

0,883

23,600

0,148

Cói

0,765

16,674

0,148

Thực vật

* kết quả tính theo gam được xừ lý trên mét kênh trên ngày.

176


Phân/bùn đề xứ lý bổ sung các dòng thải như phân bò (ở Bỉ) và phân lợn (ở Bồ Đào Nha) đã được pha loãng và xử lý trước, thời gian lưu nước cần thiết dao động trong khoảng 1 đến 7 ngày (xem Bảng 5.6). Kết quà cho thấy hiệu suất xử lý đạt được cao hơn so với trường hợp áp dụng sơ đồ dòng thẳng, tuy nhiên, sơ dồ tuần hoàn chỉ có thể áp dụng được đối với công suất nhỏ (tùy thuộc vào kích cỡ của hệ thống, từ vài trăm lít tới mức tối đa là một mét khối). Việc vận hành hệ thống theo sơ đồ tuần hoàn đòi hỏi sự có mặt của cán bộ vận hành để theo dõi thường xuyên hơn do chế độ thải nước thường dao động lớn trong ngày (từ 2-K3 đến 7 lần/ngày, theo yêu cầu). Bảng 5.6. Xử lý nước thải phân bò (Bỉ) và phân lợi (Bồ Đào Nha) Thông số

Bi (theo %) *

Bồ Đào Nha (theo %)

COD

64,8

35,9-95,3

N RT

74,3

33,7 - 98,7

N 03

88,7 33,9-92,1

Niông P 0 43

66, 2

* giá trị trung bình

Kim loại nặng Việc kiểm soát kim loại nặng có vai trò rất quan trọng đối với quá trình XLÔĐ nước thải bằng thực vật vì kim loại có thể xâm nhập vào chuỗi dinh dưỡng và gây tác hại với mọi cấp độ và ảnh hưởng gián tiếp tới sức khỏe con người. Hầu hết các loại cây được sử dụng trong hệ thống XLÔĐ nước thải bằng thực vật đều có khả năng hấp thụ và lưu trữ kim loại. Do một phần lợi ích cùa quá trình XLÔĐ nước thải bang thực vật là giá trị sử dụng do thực vật mang lại; trong một số trường họp nhất định, cần hạn chế việc sử dụng các loại cây phát triển trong các hệ thống XLÔĐ nước thải bàng thực vật này. Tuy nhiên, mặc dù vấn đề về kim loại nặng cần được kiểm soát chặt chẽ, nhưng phương pháp XLÔĐ nước thải bàng thực vật có tính ứng dụng cao vì quá trình này đã được chứng minh là có khả năng loại các chất độc hại ra khởi nước một cách rất hiệu quả. Trên bàng 5.7 nêu các kết quả nghiên cứu khả năng xử lý kim loại nặng của hệ thống XLÔĐ nước thải bàng thực vật tiến hành tại Bi. Nghiên cứu được thực hiện trên sơ đồ dòng thẳng, chiều dài kênh 23 m, nước thải được cấp từ bồn phân phối có công dụng kết họp như bể lắng đợt một, nước sau xử lý được lắng qua bể lắng đợt hai. Các kết quả nêu trong bàng 5.7 biểu thị tỷ lệ phần trăm kim loại nặng được loại bỏ khỏi nước. 35% lượng kim loại nặng được lưu giữ lại trong bùn lắng tại các bể phân phổi và bể lắng đợt hai. 58,6% được lưu lại trong lóp bùn bám trên hệ thống rề của thực vật. Chi có 6,5% được thực vật hấp thụ (3,8% trong rễ + 2,7% trong thân và lá). Các kết quả thực nghiệm 177


cho thấy lượng kim loại được loại bỏ bằng quá trình hấp thụ và lắng đọng trong bùn lắng lớn hơn nhiều so với lượng được thực vật hấp thụ. Hiệu suất xử lý đạt cao nhất đối với cađimi (Cd) và chì (Pb) là 99,8%. Trong bảng 5.8 nêu các kết quả nghiên cứu khả năng loại bỏ Cd và Pb của hệ thống XLÔĐ nước thải bằng thực vật vận hành theo sơ đồ tuần hoàn. Nghiên cứu được thực hiện tại Bồ Đào Nha, các số liệu biểu thị hiệu suất loại bỏ các kim loại nặng trong nước thải. Các thí nghiệm này cũng cho thấy hầu hết các kim loại nặng được lưu lại trong bùn và lượng kim loại được thực vật hấp thụ không vượt quá 10 %. B ả n g 5.7. H iệ u su ấ t xử iý k im m loại nặng tại cá c công đoạn trong hệ thống X L Ô Đ nước th ải b àn g thực v ật được thự c h iện tại B ỉ.

Thực vật và kênh Kim loại Zn Cr Ni Cu Cd Pb

Lọc qua rễ ' (%) 53 62

Hấp thụ trong rễ (%) 4

Hấp thụ trong thân cây (%) 3

1,2

62,6 65,5 63,3

1,4 0,9 15 0,7

0,8 1

58,6

3,8

45

Tất cả kim loại nặng

Công trình bổ sung

Tổng cộng

Bể phân phối (%) 27 23

13 13 13 14

22

0,9

19

10

20

0,5

22,2

10 13,3

2,7

2 2, 2

12,7

65%

B ả n g 5 .8. K ế t q u ả

Bể lắng đợt hai (%)

35%

nghiên cứ u

k h ả n ăn g x ử lý

Cd v à

Pb củ a

hệ t hống X L Ô Đ nước th ả i b ằn g thự c vật vận h à n h theo sơ đồ tu ầ n h o à n , B ồ Đ à o N h a.

Kim loại Cd Pb

Thí Ĩ1|ghiệm 1

2

3

4

100,0

99,8 99,8

85,7

-

-

78,4

99,8

Vỉ sinh vật Vi khuẩn và các mầm bệnh là yếu tố quan trọng khi cân nhắc khả năng tái sử dụng nước thải sau xử lý phục vụ cho nông nghiệp hoặc cho các mục đích khác có tính nhạy cảm tới môi trường. Bảng 5.9 nêu các kết quả khử vi khuẩn của hệ thống XLÔĐ nước thải bằng thực vật vận hành theo sơ đồ dòng thẳng (xử lý bậc 3) và của hồ sinh học hiếu khí (xừ lý bậc 2). Hầu như chất lượng nước sau xử lý xét về phương diện vi trùng xấp xỉ mức tiêu chuẩn xả vào các nguồn nước có mục đích phục vụ vui chơi giải trí và đáp ứng được các tiêu chuẩn đối với nước dùng để tưới tiêu, điều này làm cho nhu cầu về khử trùng nước thải sau xử lý bằng clo trở nên không cần thiết. 178


Bảng 5.9. Hiệu suất khử các loại vi khuẩn gây bệnh của hệ thống XLÔĐ nước thải bằng thực vật Bi* (%)

Xênêgan (%)

Marôc (theo %)*

Paecal Coliforms

84,3

80- 100

> 90 %

Tông Coliforms

79,3

Faecal streptococci

88,8

1

o Õ -í- •1o o o

oo oo

1

Thông số

> 90 % > 90 %

* giá trị trung bình

Lim ỷ: các thử nghiệm trên thực vật và trái cây sinh trưởng trong hệ thống X LÔ Đ nước thải bàng thực vật cho thấy không có hiện tượng nhiễm khuẩn trong trái cây, trong các phần thân và lá cây vì không có sự tiếp xúc giữa nước thài và các bộ phận này của cây.

5.1.3. Các trường hợp ứng dụng và loại hình xử lý

Xử lý bậc ba: hệ thống XLÔĐ nước thải bàng thực vật có thể xử lý triệt để các chất dinh dưỡng như nitơ và phôtpho trong nước thải từ các trạm XLNT đô thị, đảm bảo ngăn chặn khả năng gây phú dưỡng các nguồn nước. Hệ thốne XLÔĐ nước thải bằng thực vật cũng có thể loại bỏ kim loại nặng cũng như vi sinh vật đảm bảo duy trì chất lượng nước sau xử lý phù hợp với các tiêu chuẩn phục vụ mục đích tưới tiêu, tắm rửa, hay cấp nước sinh hoạt. Xử lý bậc hai: có thể áp dụng để xử lý nước thải sinh hoạt từ các khu dần cư nhỏ với điều kiện nước thải được cung cấp đầy đủ và ổn định cho một kênh riêng lẻ (4 đến 10 m3/ngđ). Trong trường họp này, cần tiến hành xử lý sơ bộ nước thải gồm các công đoạn chắn rác, lắng cát, khử dầu, mỡ, và sẽ làm tăng chi phí đầu tư của hệ thống. 5.1.4. Thiết kế Hiện nay chưa có công thức toán học nào được áp dụng trong tính toán thiết kế và xác định kích thước của hệ thống XLÔĐ nước thải bàng tlụrc vật đảm bảo tất cả các thông số: tải lượng thủy lực và hữu cơ, bốc hơi nước, bức xạ, hình thức dòng chảy, loại nước thải cần xử lý v.v... Thông thường các kênh được thiết kế và định cờ tùy thuộc vào diện tích đất sẵn có. Trị số hướng dẫn Các kênh có chiều dài 30 đến 50 m (gồm 6 đến 10 đoạn nhỏ, mỗi đoạn 5 m), chiều rộng 50 cm, và chiều sâu 9 cm (xem hình 5.5). Mỗi kênh có thể xử lý 4 đến 10m3 nước thải loãng mỗi ngày, số lượng kênh phụ thuộc chủ yếu vào chất lượng, thành phần nước thải thải và tốc độ dòng chảy của nước thải. Hệ thống hoạt động theo chế độ dòng tự chảy nên kênh cần được thiết kế có độ dốc tối thiểu là 2 đến 3%. Mật độ thực vật phụ thuộc vào loại thực vật được sử dụng: 21 cây /m 2 đối với cây cần tây, 14 cây/m 2 đối với cây cà chua là phù hợp. 179


50cm

3cm

Hình 5.5. Thiết kế điên hình một đoạn kênh trong hệ thống XLOĐ nước thài bằng thực vật 5.1.5. Vận hành và bảo dưõng Điều chỉnh dòng chảy vào: Tốc độ dòng chảy vào trong kênh được chọn lựa tùy thuộc vào mức độ phát triển cúa cây. Do vậy dòng chảy cần được điều chỉnh; chẳng hạn cần giảm tốc độ khi cây còn non được đặt vào trong kênh để đảm bảo cây không bị cuốn theo dòng chảy; sau đó cần điều chỉnh tốc độ dòng chảy tăng dần lên. Quan trắc và phân tích: Cần tiến hành quan trắc và phân tích thường xuyên các chỉ tiêu như lưu lượng dòng chảy, BOD, COD, chất rắn lơ lửng nitơ amôn, nitrat, phôtpho và coliíòrms nhàm theo dõi khả năng hoạt động của hệ thống và kiểm soát chất lượng nước theo các tiêu chuẩn. Dòng chảy cần được điều chỉnh theo sự phát triển của rễ và lượng bùn lắng tích lũy xung quanh rễ. Tần suất phân tích kiểm soát dao động tùy thuộc các quốc gia và cần phù hợp với các tiêu chuẩn của địa phương. Thay thể cây: Thông thường, cây được thay thế ba tháng một lần; tần suất thay thế tùy thuộc loại cây. Cần tiến hành thay thế cây luân phiên trong từng đoạn kênh 5 m một để tránh cho toàn bộ kênh phải ngừng hoạt động trong thời gian thay thế và bắt đầu phát triển của cây. 5.1.6. Kết luận và minh họa Kỹ thuật XLÔĐ nước thải bằng thực vật đã được cải tiến sau nhiều năm qua việc đúc kết các kinh nghiệm từ nhiều thí nghiệm tiến hành theo các sơ đồ dòng thẳng và dòng tuần hoàn và chọn lựa loại cây thích họp nhằm đảm bảo hiệu suất xử lý. Ket quà thực nghiệm cho thấy rõ khả năng ứng dụng hệ thống trong xử lý bậc ba, đảm bảo xử lý triệt để các thành phần hóa-lý và vi sinh trong nước thải. Với kỹ thuật này, nước thải sau xử lý có thể đáp ứng được các tiêu chuẩn chất lượng cho nước tưới tiêu. Tuy nhiên, kỹ thuật xử lý và kích cỡ của hệ thống cần được điều chinh theo chất lượng nước thải và diện tích sừ dụng sẵn có. Ket quả thử nghiệm trên sơ đồ dòng thẳng cho phép đ���nh lượng hóa khả năng xử lý của hệ thống theo lượng chất ô nhiễm có thể xừ lý tính trên mồi mét kênh trên ngày; đối với sơ đồ dòng tuần hoàn, thông số thiết kế 180


cơ bản là thời gian lưu chất lỏng cần thiết trong kênh nhàm đáp ứng yêu cầu về mức độ cần xử lý. Các kết quả này có thể được sừ dụng để thiết kế các hệ thống XLÔĐ nước thài bằng thực vật. Việc lưa chọn sơ đồ vận hành hệ thống theo dòng thẳng hay dòng tuần hoàn phụ thuộc vào khoảng không sẵn có và chất lượng của nước thải cần được xử lý. Mặc dù sơ đồ dòng tuần hoàn là lựa chọn phù hợp trong điều kiện bị hạn chế về . khoảng không gian sử dụng, tuy nhiên, phương pháp này thường yêu cầu thi công lắp đặt và vận hành phức tạp hơn. Hơn nữa, loại hình hoạt động này phù họp hon đối với các đối tượng nước thải có thành phần ô nhiễm cao và khi chi cần công suất nhỏ. Nhược điểm chính của kỹ thuật XLÔĐ nước thải bàng thực vật là thường xuyên phải thay thế cây; năng lượng cần thiết cho bơm (trong sơ đồ tuần hoàn) và chi phí xây dựng nhà kính nếu hệ thống được áp dụng trong vùng khí hậu ôn đới. Trong bối cảnh hiện nay, việc lựa chọn các kỳ thuật xử lý ô nhiễm môi trường có liên quan đến chi phí xử lý nước thải và lượng nước sẵn có ở các quốc gia đang phát triển, kỹ thuật XLÔĐ nước thải bàng thực vật là một trong những giải pháp khả thi phù họp với các khu dân cư nhỏ. Trên thực tế, phương pháp này rất dễ sử dụng, chi phí thấp, linh hoạt, và có hiệu suất xừ lý cao. 5.2. LỌC CÁT

Đôi khi chất lượng nước sau xừ lý từ các trạm XLNT không đàm bảo thường xuyên đạt các tiêu chuẩn xả. Các trạm xử lý thường sử dụng hệ thống lọc cát nhanh để xừ lý bổ sung tăng cường hiệu suất xử lý các chất hữu cơ BOD, cặn lơ lửng và trứng giun sán. Ví dụ như hệ thống xử lý bằng hồ sinh học thường có hiệu suất xử lý cặn không cao. Thông thường thì nước sau xử lý từ các hệ thống hồ sinh học thường chứa nhiều tảo. Do đó việc sừ dụng hệ thống lọc cát nhanh để xử lý bổ sung tiếp sau sẽ nâng cao chất lượng của dòng thải xả ra nguồn [Critcs và Tchobanoglous, 1998]. Loại bỏ tào là một vấn đề lớn để nâng cao chất lượng nước sau xử lý từ hệ thống hồ sinh học vì nó có thể gây tắc các hệ thống lọc cát thông thường. Middelbrooks và cộng sự, (2005) cũng đã đề xuất việc sử dụng các bãi lọc cát tốc độ chậm với chế độ vận hành gián đoạn có thê nâng cao chất lượng dòng thải sau hồ sinh học (xem mục 4.3: Hệ thống lọc cát gián đoạn). 5.2.1. Các loại hệ thống lọc cát nhanh

Có hai dạng hệ thống lọc cát nhanh (Hình 5.6): dòng chảy xuôi (hướng xuống) và dòng chảy ngược (hướng lên). Quá trình lọc trong hệ thống lọc xuôi thực hiện thông qua lớp vật liệu lọc với sự phân bố cỡ hạt theo chiều ‘sâu từ cát mịn tới cát hạt thô. Chiều sâu của lớp cát lọc đối với loại này trong khoảng từ 0,7 đến 1m. Hệ thống lọc cát dòng chảy ngược được ứng dụng lần đầu tiên ở châu Âu. Nước cần xử lý được cấp ngược từ dưới lên trên qua các tầng cát thô tới cát mịn bằng máy bơm có áp lực đảm bảo thắng được tổn thất áp lực qua lóp cát 181


lọc. Đề tránh hiện tượng cuốn trôi cát lọc, cần bố trí lưới chắn phía trên bề mặt cùa hệ thống. Chiều sâu trung bình của lớp cát lọc trong hệ thống lọc ngược là 1,8 m. Nước cán xử lý Lưới chản cát

I

C á t mịn

|1,8m

C át mịn 0 ,7

đến

1m Hệ thống thu nước

i1

.V"-

Hình 5.6. C ác loại hệ thống lọc cát nhanh, a) Lọc xuôi; b) Lọc ngược.

5.2.2. Thiết kế Kích thước vật tiêu lọc Đối với hệ thống lọc cát nhanh, đường kính hạt vật liệu lọc trong khoảng 0,6-^2 mm (có thể tới 3 mm). Đối với hệ thống lọc tốc độ chậm có thể tham khảo mục 4.3, hệ thống lọc cát gián đoạn. Tải lượng thủy lực Tải lượng thùy lực (Hydraulic Loading Rate - HLR) có ảnh hưởng lớn đối với chế độ vận hành của hệ thống lọc. Tải lượng thủy lực tăng sê làm giám hiệu suất lọc và dễ gây tắc dòng trong lóp vật liệu lọc. Neu bãi lọc được sử dụng để xử lý bổ sung nước thải từ các công trình xử lý sinh học có hiệu suất xừ lý thấp (có các bông bùn và hàm lượng cặn lơ lửng lớn) thì hiệu suất lọc sẽ không đảm bảo khi vận hành với tải lượng thủy lực lớn hơn 12 m3/m2.h [EPA, 1975]. Để đảm bảo hiệu suất xử lý tảo thì hệ thống lọc cát nhanh cần được thiết kế với HLR dưới 5 m3/m2.h [Crites và Tchobanoglous, 2005]. Hệ thống lọc tốc độ chậm cần được vận hành với HLR dưới 0.03 m3/m2.h để tránh gây tấc trong quá trình hoạt động [Middelbrooks và cs., 2005]. Diện tích lọc yêu cầu

Trong đó: A - diện tích bãi lọc (m2); Q - lưu lượng nước cần xử lý (m3/h); HLR - tải lượng thủy lực (m 3/m 2.h). 182


Thời gian lọc

Khoảng thời gian vận hành cùa một chu kv lọc phụ thuộc vào tốc độ lọc, hàm lượng cặn lơ lửng ss, kích thước vật liệu lọc, tồn thất áp lực và yêu cầu về chất lượng nước sau lọc [EPA. 1977]. Khi hệ thống lọc đã được thiết kế và đưa vào vận hành thì tốc độ lọc và tổn thất áp lực sẽ quyết định khoảng thời gian cúa chu kỳ lọc. Thường thì chu kỳ lọc sẽ kết thúc khi tổn thất áp lực trong hệ thống tăng tới một giá trị ấn định trước (Hình 5.7). Đổi với hệ thống lọc trọng lực thì tổn thất áp lực cần tính toán trong Tải lượng thủy lực (m /m .h) khoảng từ 1,8 đến 3m. Áp lực trong hệ thống lọc cần đảm bảo cao hơn tổn thất áp lực. Neu Hình 5 .7. Quan hệ giữa thời gian lọc sử dụng vật liệu lọc đồng nhất là cát thô, thi tồn và tốc ổộ lọc ím g với các giá trị tôn thất áp lực khác nhau. thất áp lực có thể sẽ không phải là yếu tố quyết Nguồn: theo EPA, 1973 định. Hàm lượng cặn lơ lửng và sự xuất hiện các hạt cá: trong nước sau lọc là các chi thị báo hiệu kết thúc chu kỳ lọc [EPA, 1977]. Thông thường, cần thực hiện các nghiên cứu trên mô hình thựcnghiệm để xácđịnh sự thayđổi về tổn thát áp lực theo thời gian ứng với các tốc độ lọc khácnhau với hàmlượng cặn lơ lửng xác định [EPA, 1975]. 5.2.3. Rửa lọc Do trong nước cần xứ lý thường có các thành phần cặn lơ lừng vô cơ và các bông bùn hữu cơ nên hệ thống lọc sẽ nhanh chóng bị tắc. Hệ thống lọc nhanh cần được thực hiện rửa lọc bàng dòng nước chảy ngược để rứa trôi cặn bẩn khỏi cát lọc. Việc rửa lọc được :iến hành giữa các chu kỳ lọc và được gọi là quá trình rửa ngược. Nếu lớp cát lọc có chưa lượng cặn quá lớn và có rác bám chặt thì cẩn bồ sung các biện pháp tăng cường hiệu sưẩt rửa lọc. Ví dụ như, tiến hành sục khí và nước để tách cặn bẩn trước khi thực hiện ria ngược, [EPA, 1977]. 5.2.4. Khả năng hoạt động Vó: kích cỡ vật liệu lọc trong khoảng 1 3 mm và HLR khoảng 2,5 8 m3/m2.h, hệ thống lọc cá: có thể đạt hiệu suất xử lý s s từ 50 75% (Bàng 5.10). Theo M iddlebrooks và các cs. (2005), khả năng khừ tảo trong nước sau xừ lý từ các hồ sinh học của hệ thống lọc cát nhanh thường thấp; có thể nâng hiệu suất lọc của hệ thống bằng biện pháp bổ sung hóa chất trước <hi lọc hoặc xử lý sơ bộ nước thải bàng keo tụ và kết tủa. Hiệu suất khử tảo của hệ thống lọc cát nhanh phụ thuộc nhiều yếu tố: mức độ xử lý của các công trình phía trước;

HLR; thời gian vận hành trong năm; kích thước vật liệu lọc; kích thước của các loại tào; liều lượng hóa chất keo tụ. Hiệu suất khừ tảo thông thường có thể dao động lớn từ dưới 20 đến hơn 70% [Trites và Tchobanoglous,1998]. Nếu không sử dụng hóa chất keo tụ, với kích thước nhỏ, khả nàng dính bám lên các phần tử cát thấp, tảo sẽ dễ bị cuốn trôi theo nước sau lọc. 183


Bảng 5.10. Các thông sô' vận hành của các hệ thống lọc cát xử lý bổ sung nước thải sau xử lý sinh học bậc hai. Hình thức lọc Loại nước thải cần xừ lý

Đặc tính của hệ thống Vật liệu

Chất la lừng HLR Cờ hạt Chiều sâu (m3/m2.h) Trước lọc Sau lọc Hiêu suất (mm) (m) (mg/L) (mg/L) (%)

Áp lực, dòng ngược

Bùn hoạt tính

Cát

1 -2

Trọng lực dòng xuôi

Bùn hoạt tính

Cát

0,5- 2,5

Trọng lực dòng xuôi

Lọc sinh học

Cát

Trọng lực dòng xuôi

Lọc sinh học

Dòng ngược

Lọc sinh học kết hợp keo tụ

8

17

7

60

-

2,9+- 5,9

12

5

58

1,1

-

2,5-^ 7,3

20

5

75

Cát

1,5-3

-

3,9- 7,8

21

5

75

Cát

-

7,3

40

21

48

1,5

-

Nguồn: theo EPA, 1973 TÀI LIỆU THAM KHẢO

. CRITES, R., and TCHOBANOGLOUS, G., 1998. Small and Decentralized Wastewater Management Systems. 4* edition, McGraw-Hill, New York, N.Y. 1064 p. • EPA, 1991. Constructed Wetỉands and Aquaíic Plant Systems fo r Municipal Wastewater Treatment. U.S. Government Printing Office. • EPA, 1975. Process Design Manual For Suspended Solids Removal. EPA-625/175-003a. Ohio, Cincinnati. U.S. EPA, Office o f Technology and Transfer. • EPA, 1977. Process Design Manual Wastewater treatment/acilities fo r sewered small communities. EPA-625/1-77-009. Ohio, Cincirmati. U.S. EPA, Offíce o f Technology and Transfer. • HENRARD, G., 1994. Epuration par ẻpuvalisation. Ateliers de 1'Eau, Cebedoc édition, 247-225. . MIDDLEBROOKS, J., ADAMS, D„ BILBY, s„ and SHILTON, A., 2005. Solids removal and other upgrading techniques. In: A. SHILTON (Ed.): 218249. Pond Treatment Technology. London : IWA Publishing POLPRASERT, c ., 1996. Organic Waste Recycling: Technology and Management. 2nd ed., John Wiley & Sons, Chichester. • VINCENT, W.J., 2001. Nutrient paríitioning in the upper Canning River, Western Australia, and impỉications fo r the control o f cyanobacteriaỉ blooms using salinity. J. Eco. Eng., 16: 359-371. • XANTHOULIS, D., 1997. Epuration et valorisatỉon des eaux usées par ẻpuvalisatỉon. Rapport đe synthèse, prọịet STD3, DGXII. • YI, Y., LIN, C.K. and DIANA, J.s., 2002. Recỵcling pond mud nutrients in integrated lotus-fish culture. J. Aquaculture, 212: 213-226. 184


6

CÁC QUÁ TRÌNH VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ NƯỚC THẢI TẠI CHỖ

6.1. GIỚI THIỆU Các công trình xử lý nước thải tại chỗ thường là phương án đươc ưu tiên lựa chọn khi lập các dự án thoát nước. Gần đây, trên thế giói đã hình thành một phương thức tiếp cận mới trong vệ sinh môi trường, đảm bảo sự cân bằng và phù hợp giữa nhu cầu và khả năng, dựa trên sự phát huy tối đa vai trò của người sử dụng dịch vụ vệ sinh, bao gồm cả thoát nước, xử lý nước thải. Đó là chiến lược "Vệ sinh môi trường với gia đình là trung tâm". Tiếp cận chiến lược này, dựa trên lý thuyết cơ bản là cần phải đặt con người và chất lượng cuộc sống của họ vào trọng tâm của bất kỳ một hệ thống vệ sinh môi trường nào và dựa trên hai nguyên tắc: • Giảm tối thiểu đầu vào của nguồn phát sinh chất thải (nước, chất phế thải,...) và giảm thiểu chất thải đầu ra (nước thải, chất thải rắn ...); • Giải quyết các vấn đề vệ sinh môi trường càng gần nguồn thải càng tốt. Các ưu điểm của mô hình: • Sự cân bằng giữa nhu cầu nhân lực và môi trường là bền vững hơn bất kỳ mô hình hiện hành nào. • Phương thức có thể ứng dụng với bất kể hệ thống chính trị nào, nhưng với mục đích thể hiện sự phù hợp với cơ cấu phân tán và tham dự của cộng đồng. • Khái niệm và phương thức cơ bản của mô hình có thể áp dụng ờ những nước công nghiệp phát triển cũng như ở những nước đang phát triển. Phương thức này có thể dùng ở mọi nơi, độc lập với điều kiện kinh tế, quy mô dân số và đặc điểm môi trường, ở cấp vi mô hay vĩ mô. Tất nhiên điều này không có nghĩalà những giải pháp cụ thể và dịch vụ sẽ như nhau ờ mọi nơi. Những điều kiện khác nhau sẽ dẫn tới những giải pháp khác nhau cả khi áp dụng những nguyên tắc giống nhau. • Việc áp dụng mô hình "gia đình là trung tâm" là khả thi, đòi hỏi cộng đồng suy xét lại những chính sách và thực tế của họ. Đặc biệt, vị trí trung tâm là hộ gia đình của mô hình yêu cầu một công nghệ phù họp với nhu cầu mọi người hơn là việc thay đổi thái độ của họ để phù hợp với công nghệ. Theo mô hình này, các phương án thoát nước và xử lý nước thải có thể thuộc một trong ba nhóm chính sau hoặc kết họp: • Hệ thống xử lý tại chỗ: chất thải được xử lý ngay tại nơi phát sinh; 185


* Hệ thống phân tán hay bán tập trung, nước thải được làm sạch tại các trạm xứ Iý nhỏ, phân tán, đặt gần nơi phát sinh nước thải, và sau đó nước thải, chất thải thu được sau xử lý được sử dụng lại hay xả vào nguồn nước mặt hoặc hệ thống thoát nước mưa mà không đòi hỏi phải xây dựng một hệ thống thoát nước lớn, tốn kém; * Hệ thống xử lý tập trung, sử dụng hệ thống thoát nước rẻ tiền và đơn giản. Cách tiếp cận này, xuất phát từ quan điểm phát triển bền vững, đảm bào sự cân bằng giữa nhu cầu của con người với môi trường, với những dịch vụ vệ sinh không tốn kém, phù hợp với khả năng của người tiêu dùng có thu nhập thấp, có thể được coi như một công cụ định hướng chiến lược cho quy hoạch, cải thiện các dịch vụ vệ sinh môi trường. Tuy nhiên, ở mỗi nước, mồi khu vực, lại phải có những nghiên cứu cụ thể, nhằm đưa ra được những giải pháp phù hợp. Hon thế nữa, ngày nay ở nhiều quốc gia đang đẩy mạnh và phổ biến việc sử dụng các công trình vệ sinh sinh thái với nhiều ưu điểm nhàm hướng tới giải quyết các vấn đề về bảo vệ môi trường và phát triển bền vừng. 6.1.1. Định nghĩa Hệ thống xừ lý/ thu gom nước thải tại chỗ là công trình xử lý nước thải cho một hộ gia đình riêng lẻ hoặc một nhóm các hộ gia đình cùng sử dụng chung hệ thống vệ sinh và thoát nước thải. Công trình này thường được biết đến là hố xí tự hoại. Một hệ thống thông thường bao gồm một bể tự hoại để xử lý cục bộ và một đường ống thoát nước để thoát nước thải. Tuy nhiên, mồi hệ thống cần được thiết kế dựa trên các điều kiện đặc trưng của từng vùng để đảm bảo có một hệ thống xử lý phù hợp. Ở Việt Nam hoặc những nước đang phát triển, ngoài bể tự hoại, còn có nhiều dạng công trình vệ sinh khác cũng thường được sử dụng như hố xí đào chìm (pit latrine), hố xí đào chìm cải tiến có ống thông hơi (ventilated improved pit, VIP), hố xí hai ngăn ủ phân (Double Vault latrine) và hố xí hai ngăn cài tiến có ống thông hơi (Ventilated Improved Double Pit, VIDP) (Bảng 6.1). Đối với công suất nước thải nhỏ hơn 15 m3 /ngđ, có thể sử dụng các công trình sau: • Hào lọc và bãi lọc ngầm; • B ã i lọ c n g ậ p n ư ớ c tự n h iê n v à n h â n tạ o ;

• Bể lọc; • Hồ sinh học hoặc kênh ôxy hóa; • Lọc sinh học; • Giếng thấm đối với các công trinh có công suất nhỏ hơn 1 m 3 nước thải/ngày. 6.1.2. Các loai hổ xí khô

Hổ x í đào chìm Từ cuối thế kỷ 19, các khu đô thị ở những nước đang phát triển đã sử dụng các hố xí đào chìm. Khi đó, nước được khai thác từ các nguồn nước mặt hoặc nước giếng mạch 186


nông nên khả năng gây ô nhiễm nguồn nước rất cao. Các hố xí đào chìm là loại đơn giản nhất trong các loại hố xí khô, trên mặt bằng có dạng hình tròn hoặc hình vuông. Phần chứa phân là hố đào chìm đặt dưới đất, với nơi đất yếu có thể được kè bằng tre, gồ. Phần nổi có sàn đỡ chắc chắn, đặt ở trên và che kín miệng hố, lỗ đi vệ sinh có nắp đậy. Xung quanh được quây kín bằng các vật liệu đơn giản (không xây), có thể không có mái che hoặc có mái che. Tro, đất bột là chất độn được thả xuống phủ lên phân sau mỗi iần đi vệ sinh. Khi hố đầy phải lấp đất kỹ và phải làm hố mới, có thể chuyển toàn bộ phần nổi đã có lắp cho hố đào mới.

Hổ x í dào chìm cải tiến có ống thông hơi (VIP) Sự thay đổi đáng kể đầu tiên về van đề vệ sinh đô thị ở các nước đang phát triển diễn ra vào đầu thế kỷ 20 với sự xuất hiện của loại xí thùng. Vào thập kỷ 60-70, vấn đề ô nhiễm nước và vệ sinh không phải là mối quan tâm chính ở các khu đô thị. Sau đó, các loại hố xí đào chìm cải tiến có ống thông hơi, hố xí hai ngăn và hố xí hai ngăn ủ phân cải tiến có ống thông hơi mới được biết đến. Loại hố xí giới thiệu trên hình 6 .1 là loại hố xí đào khô, chìm song được cải tiến bằng cách cấu tạo thêm ống thông hơi cao có tác dụng làm giảm mùi hôi thối bên trong công trình, góp phần làm thoát nhanh hơi nước trong bể phân và ngăn chặn ruồi nhặng. Bảng 6.1. Các mô hình vệ sinh tại chỗ được lựa chọn sử dụng ở Việt Nam Loại

Hố xí

T ê n gọi

P h ạ m vi á p d ụ n g

G h i ch ú

Ho xí đào chìm và hố xí thùng

T h ư ờ n g d ù n g ở k h u v ự c m iề n núi, tr u n g d u nơi đ ấ t rộ n g , h iế m n ư ớ c , v ù n g c ó m ự c n ư ớ c n g ầ m thấp.

K hông dùng ờ những nơi bị n g ậ p lụt h o ặ c gần n g u ồ n n ư ớc.

Hố xí đào cài tiến có ông thông hơi (VỈP)

T h í c h h ợ p c h o c á c h ộ g ia đ ìn h m iề n núi, tr u n g d u h iế m n ư ớ c v à th u n h ậ p th ấ p , bả o đ ả m vệ sin h h ơ n h ố xí đào.

C ó th ể d ù n g c h o tr ư ờ n g h ọ c nh ỏ v ù n g cao.

Hố xí một ngân

D ù n g c h o các h ộ g ia đ ìn h có đ iề u kiện c h ậ t h ẹ p , ít đấí, th iế u n ư ớ c . T h ư ờ n g làm ờ v ù n g c ó m ự c n ư ớ c n g ầ m cao.

C ó th ô n g hơi n h ư hố xí đ à o cải tiến.

S ử d ụ n g c h o c ác v ù n g d â n c ư có n h u c ầu d ù n g p h â n b ó n ru ộ n g .

C ó th ể d ù n g c h o các hộ tậ p thể.

S ử d ụ n g ở nơi c ó đ ấ t th ấ m n ư ớ c tốt, th ư a d â n c ư , ít n g u y c a g â y ô n h iễ m n ư ớ c n g ầ m , m ứ c s ố n g k há. K h ô n g d ù n g p h â n b ó n ru ộ n g .

C ó thể d ù n g c h o trạm xá, tr ư ờ n g học, v ù n g có n g u ồ n n ư ớ c dồi dào.

S ử d ụ n g ở nơi c ó n g u ồ n n ư ớ c dồi d ào , m ứ c s ố n g k h á ( t h ư ờ n g là thị trấn , thị tứ).

C ỏ th ể d ù n g c h o cá c hộ tậ p thể. N ư ớ c xả ra có thê t ự th â m h oặc chảy v à o h ệ th ố n g c ố n g n ư ớ c chung.

khô

Hô xí hai ngân cài tiến có ong thông hơi (VIDP) Hô xí thắm dội nước (Suỉab) Hố xí ướt

Hô xi bán tự hoại (không ngân lọc) Hô xi tự hoại (có ngàn lọc hiếu khí hoặc kỵ khí) H ầ m khí b iô g a

S ử d ụ n g ở nơi c ó n g u ồ n n ư ớ c dồi d ào, m ứ c s ố n g k há, c ó đ ủ d iệ n tích, c ó điều k iệ n q u ả n lý tốt. S ử d ụ n g ở nơi d â n c ư c ó m ứ c s ổ n g k há, có c h ã n nuô i p h á t triển.

187


Lưới chắn ruổi

Nắp đậy

ống thông hơi

Nắp đậy

E2Z

HỐ chửa phân

Hình 6.1. Hố xí chìm cài tiến có ổng thông hơi (VIP).

Hố x í đào chìm cải tiến có ẳng thông hơi và tách riêng nước tiểu Hố xí VIP tách riêng nước tiểu là loại không cho nước tiểu chảy vào ngăn chứa phân. Nước tiểu được thu tách riêng và phân được ủ khoảng 6 tháng trước khi được sử dụng để bón ruộng (Hình 6.2).

ống thụng hơi

ss s s

Sơ đồ không gian của hố xí VIP

Mặt băn9 bệ

Hình 6.2. Hổ xí đào chìm cài tiến có ống thông hơi và tách riêng nước tiểu. 188


Thùng chứa nước tiểu

p -n ^ n -

/S S 7 Hố xi VIDP dạng bể tròn HỐ xí VIDP dạng bể vuông

Hĩnh 6.3. Hố xí hai ngàn cài tiến cỏ ống thông hơi (VIDP). Hố xí hai ngăn cải tiến có ống thông hơi (VIDP) Hố xí VIDP (Hình 6.3) gần giống với hố xí VIP nhưng có hai ngăn riêng biệt; một ngăn sứ dụng và một ngăn ù phân. Để công trình hoạt động tốt, phần chứa phân phải khô ráo, sạch sẽ, không có ruồi muỗi. Đây là loại hố xí khô đặc biệt, vừa sử dụng vừa ù phân tai chỗ. Loại công trình này được sử dụng từng ngăn một. Khi ngăn chứa phân thứ nhất đầy, phân ở ngăn thứ nhất được ủ kỹ trong thời gian khoảng 6 tháng sau đó được đưa đi bón ruộng. 6.1.3. Các

lo ạ i

hố xí ướt

Hố x í thấm dội nước Đây là loại hố xí sử dụng nước ở dạng đơn giàn nhất, được sừ dụng đầu tiên ở Àn Độ và còn được gọi là sulab (Hình 6.4); thường dội nước thù công, phân được chứa ở trong hố chìm, nước từ hố chứa phân sẽ tự thấm vào trong đất. Hố chứa phân được đào chìm dưới đất, xây xung quanh (hoặc gia cố bàng tre hoặc gỗ), có nắp đậy kín và có ống thông hơi. Thành và đáy hố có các lỗ thấm để nước tự thấm vào đất. Phần nổi của các loại hố xí thấm dội nước đều có cấu tạo như nhau: bệ xí và xiphông (đặt trên sàn bêtông) dẫn phân vào bể chứa.

Phần

nổi có

th ề

đặt trên phía trên hố chứa

phân. Xiphông có tác dụng ngăn mùi thoát ra từ hố chứa phân. Saư khi đi vệ sinh sẽ dội nước, phân được giữ lại trong hố, phần nước trong bể sẽ thấm dần xuống đất. 189


Hình 6.4. Cấu tạo hổ xi thấm dội nước. 1. N hà vệ sinh; 2, 3. Các bể c hứ a phân; 4. K h u vực d ự trữ nước dội.

HỐ x í bán tự hoại hay bể tự hoại klìông có ngăn ỉọc Hổ xí tự hoại truyền thống Đây là loại hố xí dội nước. Phân trong bể được xử lý nhờ tác dụng của vi sinh vật. Bùn cặn được giữ lại và lên men trong bể chứa, phần nước theo các ngăn và chảy ra ngoài. Loại bể này được gọi là bán tự hoại vì quá trình xử lý chưa triệt để, chỉ giữ lại, lên men và phân hủy phần bùn cặn không tan dễ lắng. Bể chứa phân được đào chìm dưới đất, có thể chia thành hai đến ba ngăn thông nhau, xây kín xung quanh thành bể và đáy, không cho nước thấm vào đất. Ống thông hơi được đưa lên cao trên mái nhà vệ sinh. Bể chứa phân được xây bằng gạch, đá hoặc bêtông, có thể dùng vật liệu dẻo composit khi dung tích bể chứa nhỏ. Sau khi đi vệ sinh sẽ dội nước, phân cặn được tích lũy trong bể, lắng xuống, đồng thời ở đó sẽ diễn ra quá trình lên men phân hủy cặn lắng. Phần nước sẽ chảy dần qua các ngăn lắng và qua giếng thấm. Nếu không có giếng thấm sau bể tự hoại thì nước xả ra sẽ qua rãnh thấm hoặc vào hệ thống cống thoát nước chung (Hình 6.5 b và c). 190


Nhà vệ sinh ft

Bể tự hoại

Giếng thấm

b) Nhà vẻ sinh

Bể ĩự hoại

Cống thoát nước

c) Hình 6.5. Bể tự hoại không ngcm lọc. a) Có giếng thấm; b) Nỉvớcxả ra qua rãnh thắm; c) Niỉớc xả ra hệ thống cống thoát nước chung

Hình 6.6. Be tự hoại hai vò (loại I).

a) Loại một đơỉĩ nguyên; b) Loại hai đơn nguyên 1- N găn lắng; 2- C ử a th ô n g nước; 3- Ó n g thử bùn nén/xả bùn; 4- Ó n g kiểm tra; 5- O n g thô ng hơi; 6. N gãn lẽn men; 7- Vách ngãn; 8- Ống dẫn nước đà lắng trong; 9- Ố n g dẫn nước thài vào bể.

191


B ê tự h o ạ i h a i vỏ

Bể tự hoại hai vỏ hay còn gọi là bể Ịmhoft (tên bể được lấy theo tên của nhà sáng chế người Đức), loại bể này có khả năng ngăn không cho bọt khí tiếp xúc với nước đã lang, do đó nâng cao được chất lượng nước sau xừ lý. Trên hình 6 .6 , 6.7, 6.8 thể hiện ba dạng bể tự hoại hai vỏ. b)

3)

a)

b)

3 H

L2 . 13 ....................=

L

f

n

r

1H .

ĩ

t

i

7

r6

ì dẵ

3Ị

1F

♦4

1

^

1*-.

Hình 6.7. Bế tự hoại hai vó c ỏ đáy hình nón (loại II). a) Một đơn nguyên; b) Hai đơn nguyên;

Hình 6.8. Bê tự hoại hai vó có đáy hình chcp (loại III). a) Một đơn nguyên; b) Hai đơn nguyên.

I- N găn lắng; 2- Cửa thông nước ;

I- Ngăn lắng; 2- C ử a thông nước ;

3- Ô ng kiểm tra; 4- Ố ng thừ bùn nén/xả bùn;

3- Ô ng kiểm tra; 4- Ố n g thứ bùn nén/xà bùn.

5- Ngăn lên men; 6. Vách ngăn;

5- Ngăn lên men; 6. Vách ngăn; 7- Ỏ n g dẫn nưcc

7- Ố n g dẫn nước đã lăng trong;

đà lắng trong; 8- Ố n g dẫn nước thái vào bè

8- Ô ng dẫn nước thải vào bề.

Bể tự hoại với ngăn lọc hiếu khí và kỵ khí Đây là loại hố xí dội nước tối ưu nhất, là bể tự hoại (ngăn chứa, ngãn lắng và ngin lên men phân hủy cặn) được cấu tạo thêm ngăn lọc. Vật liệu trong ngăn lọc bao gồn: than, đá dăm, gạch vỡ, sỏi và các vật liệu xốp..., ngăn lọc có thể là lọc hiếu khí (Hhh 6.9) hay lọc kỵ khí (Hình 6 .10). Nước, phân vào bể tự hoại, sau đó được lắng xuống ồi qua lọc và ch ảy ra n goài.

Phải bảo dư ỡ n g và thay vật liệu lọ c định kỳ là v iệ c làm hết SIC

khó khăn. Đây là lý do tại sao bể tự hoại không ngăn lọc được sử dụng nhiều hơn bể tự hoại có ngăn lọc hiếu khí. Bể tự hoại với ngăn lọc kỵ khí được áp dụng để đạt được yìu cầu cốt đáy ống xả nước từ bể tự hoại cao hơn so với ngoài đường phố (Hình 6 .10).

192


X . Vật liệu iọc

Hình 6,9. De tự hoại với ngân lọc hiếu khí. B -B

Xirt

" 1 J tt

Hình 6.11. Bê tự hoại nhiêu vách ngăn với ngcm lọc kỵ khí. 1. Ố ng dẫn nước vào; 2. Ố ng dẫn nước ra; 3. C ử a thu cặn; 4. C ử a thông nước; 5. V ật liệu lọc; 6. Ngăn chứa; 7, 8. Ngăn láng; 9, 10. N găn lọc 1,2; 11. Cừa thông hơi; 12. Sàn B T C T đ ỡ vật liệu lọc

Trên hình 6 .11 thể hiện bể tự hoại nhiều vách ngăn với ngăn lọc kỵ khí (BASTAF).

Sử dụng và vận hành Hổ xí đào chìm cái tiến cỏ ống thông hơi (VIP): Nói chung, diện tích một công trình khoảng 0,8+1,0 m2, sâu 1,(H1,2 m, như được mô tả tại mục 6 .1.2. Sàn bêtông cốt thép đỡ bệ ngồi và ống thông hơi được đưa cao lên mái nhà vệ sinh. Neu có điều kiện địa chất tốt, hố nên đặt chìm dưới đất; nếu không, phải đặt nổi hố trên mặt đất. Thành hổ được xây bằng gạch, thành phía sau hố chứa phân có 193


một cửa để hút cặn đã lên men. Như đã đề cập ở trên, vào thập kỷ 60, hố xí đào chìm cải tiến có ống thông hơi tách riêng nước tiểu đă bắt đầu được sử dụng. Hố x í hai ngăn cải tiến có ổng thông hơi (VIDP): Diện tích lớn hơn hố xí VIP (1,2-5-1,4 m2), độ sâu bằng hố xí VIP.

Các quả trình xử lý nước thải trong bể tự hoại Trong bể tự hoại diễn ra các quá trình xử lý nước thải cơ bản như lấng cặn, lên men bùn cặn và ổn định nước thải. Các loại nước thải và chất thải đưa vào bể chủ yếu có nguồn gốc từ các hoạt động sinh hoạt và được thu gom từ các nhà vệ sinh, nhà tắm hoặc nhà bếp. Do thời gian nước lưu lại trong bể lớn và vận tốc dòng chảy nhỏ, phần lớn các loại bùn cặn được giữ lại trong bể. Hiệu quả lắng nước thải có thể đạt tới 55-^60%. Sau một thời gian lưu giữ, các chất hữu cơ trong bùn cặn sẽ lên men trong điều kiện kỵ khí. Do bể làm việc không ổn định và bùn cặn không được xáo trộn, quá trình lên men trong bể chủ yếu là lên men axit và hình thành lượng khí không hòa tan như CH4 hoặc hòa tan ít như H2S. Các khí này nổi lên kéo theo cặn lơ lừng cùng một số các thành phần dầu mỡ có trong nước thải làm tạo thành lớp váng nổi trên bề mặt nước. Lớp váng này ngày càng dày và có thể gây nhiễm bẩn trở lại nước thải. 6.2. CÁC CHỈ TIÊU VÀ TIÊU CHUẨN

t h iế t k ê

6.2.1. Be tự hoại

Bế tự hoại truyền thống Bể tự hoại truyền thống dùng để xử lý nước thải sinh hoạt cho một hoặc nhiều hộ gia đình. Nước sau khi qua bể tự hoại có thể qua ngăn lọc hiếu khí với lớp cát thấm lọc, giếng thấm, hồ sinh học,... Bể tự hoại truyền thống có thể tích 1,5+25 hoặc thậm chí đến 50m3; Đường kính ống vào bể tối thiểu là 100 mm với độ dốc tối thiểu 0,03. Đường kính ống thông hơi là 75-H00 mm. số ngăn trong b��� tự hoại truyền thống có thể lấy như sau: ■ Một ngăn khi lưu lượng nước thải sinh hoạt (Q) nhỏ hom 1 m 3/n gđ ; * Hai ngăn khi lưu lượng nước thải sinh hoạt (Q) nhỏ hơn 10 m3/ngđ (ngăn thứ nhất có dung tích bằng 75% tổng dung tích bể, ngăn thứ hai có dung tích bằng 25% tổng dung tích bể); ■ Ba ngăn khi lưu lượng nước thải sinh hoạt (Q) nhỏ hơn 25 m3/ngày (ngăn thứ nhất có dung tích bằng 50% tổng dung tích bể, ngăn thứ hai và ngăn thứ ba có dung tích mỗi ngăn bằng 25% tổng dung tích bể). Trên bảng 6.2 nêu các giá trị dung tích bể tự hoại truyền thống dựa trên số hộ gia đình. 194


Bảng 6.2. Dung tích bể tự hoại truyền thống D u n g t í c h tố i t h i ể u ( m 3)

SỐ h ộ g i a . đ ì n h 1 hoặc 2

3 ,0

5 hoặc 6

5,5

N h iề u h ộ g ia đ ìn h

7,5 + 13

Bể tự hoại thường được xây bằng gạch, bêtông cốt thép, composit... có mặt bằng dạng hình chữ nhật hoặc hình tròn. Bẻ thường chia thành hai hoặc ba ngăn. Ngăn đầu tiên có chiều rộng tối thiểu 0,9 m, chiều dài tối thiểu 1,5 m. Chiều sâu của bể từ 1,2 đến 1,8 m. Be tự hoại được thiết kế đảm bảo các yêu cầu như: dễ hút cặn, dễ kiểm tra thông tắc, có cửa thông hơi cho các ngăn và ống thông hơi cho toàn bể. Dung tích bể tự hoại có thể xác định như sau: ■ Khi lưu lượng nước thải nhỏ hơn 5 m3/ngày thì dung tích bể w sẽ là:

w= 1,5 Q

(6.1)

■ Khi lưu lượng nước thải lớn hơn 5 m3/ngày thì dung tích bể w sẽ là: w = 0,75 Q + 4,25

(6.2)

Dung tích ngăn chứa cặn ( wc) được xác định theo công thức sau: =

\a.T.(100-P ,).b.c.N } J. 1 (1 0 0 -p2). 1000]

(6.3)

Trong đó: a -

lượng cặn trung b ìn h củ a m ột n g ư ờ i thải ra m ộ t n g à y , c ó th ể lấy: a = 0,5 + 0,8 L/ng. ngđ;

b - hệ số kể đến sự giảm thể tích cặn khi lên men (giảm 30%), b = 0,7; c - hệ số kể đến việc cần lưu lại một phần cặn đã lên men khi hút cặn nhằm giữ lại vi sinh vật giúp cho quá trình lên men cặn được nhanh chóng, dễ dàng, (để lại 2 0 %), c = 1 ,2 ; T —thời gian giữa hai lần hút cặn, T = 360

720 ngày;

P i , P j - Độ ẩm cặn tươi và cặn đã lên men, tương ứng là 95% và 90%; N - Số người sử dụng bể. Các công trình xử lý nước thải tiếp theo của bể tự hoại có thể là ngăn lọc hiếu khí, kị khí, giếng thấm, bãi lọc ngầm, hồ sinh học, kênh oxy hóa tuần hoàn... Nước thải sau bể có lưu lượng ổn định nên lưu lượng tính toán của các công trình tiếp theo thông thường là lưu lượng trung bình. Trong điều kiện khí hậu Việt Nam, sau ba tháng bùn đã được lên men. Vì vậy từ 3 đến 6 tháng nên hút bùn cặn khỏi bể tự hoại. Lượng bùn cặn giữ lại sau mỗi lần hút là 2 0 % tổng thể tích bùn cặn. 195


Bảng 6.3. Các thông số kỹ thuật và kích thước của bể tự hoại hai vỏ (loại 1) Lưu lượng trung bình ngđ Q (m 3)

D un g tích m á n g lắng w lini, ( m 3)

Dung tích ngăn lẽn men bùn cặn W |ẽ n men

)

D ung tích lớp m à n g chất nồi W K, (m 3)

T ổ n g thể tích hữu ích w „ (m 3)

Kích thước ghi trên hìn

HRT (ngđ)

SỐ ngăn (n K)

L

//

h

Bể tự hoại hai vò loại một đom nguyên 0,75

1,5

0,375

0,563

2,81

3,75

]

1,0

-

-

4,5

9,0

2,10

3,2

16,40

3,64

3

5,6

2,8

1,4

3

3,7

1,7

1,0

j

7,4

3,7

1,85

3

9,4

4,7 .

2,35

Bề tự hoại hai vỏ loại hai đơn nguyên 6,0

12,0

2,76

4,12

21,64

3,62

1 2 ,0

24,0

5,55

8,35

43,45

3,62

15,0

30,0

7,10

10,6

54,80

3,65

-1

V acilenco A.I.

Bảng 6.4. Các thông sô kỹ thuật và kích thước của bể tự hoại hai vỏ (loạỉ 2)

ưu lượng N T D u ng tích m á n g lắng tru ng bình W lảJ ( m 3) ngđ Q (m 3)

D u ng tích ngăn lên m en bùn cặn W|ẻn men (m )

D ung tích lớp m à n g chất nổi W K, (m 3)

T ổ n g thề tích hữu ích Wị, ( m 3)

HRT (ngđ)

Số ngăn (ntT)

Kích th ư ớc ghi trên (m)

L

U

h

Bể tự hoại hai vỏ loại một đơn nguyên 0,75

1,265

0,147

0,715

2,397

3,2

4,5

7,65

2,42

4,30

14,37

3,2

-

1,1

-

3

6,6

3,3

3,07

3

5,2

2,6

1,

•*»

1,6

Bể tự hoại hai vò loại hai đ ơ n nguyên 6,0

12,0

2,76

3,64

18,40

12,0

24,0

5,50

8,40

37,90

3,15

3

10,4

5,2

2,6

15,0

30,0

6,8

10,4

47,2

3,15

3

12,8

6,4

3,2

V acilenco A.I.


Bảng 6.5. Các ỉhỏng sô kỹ thuật và kích thước của bẻ tự hoại hai vỏ (loại 3) L ư u lư ợ n g

D u n g tích

D u n g tích n g á n

N T tru n g

m á n g lắng

binh n g đ Q ( m 3)

D u n g tích

T ổ n g thể

lên m e n b ùn c ặ n

lớp m à n g

tích h ữ u

HRT

W|cn men (m )

c h ấ t nổi W K,

w„

(n g đ )

ích

( m 3)

( n r 1)

Số ngăn

K íc h th ư ớ c ghi trên h ì (m )

(ntT)

L

(m-1)

//

h

B e tự hoại hai vò loại m ộ t đ ơ n n g u y ê n 0,75

1,23

0,41

0,81

2,4 5

3,23

1

0,9

0,9

4,5

7,45

2,4 5

4,9

14,8

3,28

3

5,45

2,25

1,1

-

B e t ự ho ại hai v ỏ loại hai đ ơ n n g u y ê n 6 ,0

14,4

2 ,7 6

6,05

23,21

3,88

3

5,2

2,6

1,3

12,0

2 8 ,6

5,53

12,3

4 6 ,4 3

3 ,8 6

3

10,4

5,2

2,6

15,0

3 5 ,7

6,9

15,2

57,8

3,8 6

3

13,0

6,5

3,25

V acilenco A.I.

Bảng 6 .6 . Dung tích của bể lọc kỵ khí và bể BASTAF theo số người bể phục vụ

L ư u lư ợ n g

r u n g b ìn h ( L /n g đ )

L ư u lư ợ n g

Dung

n ư ớ c thải từ

tích n£»ăn

k h u vệ sinh

lá n e V

Q w c (L /n g đ )

(L)

Số n g ă n kỵ khí

Tổng

Số

Tồng dung

d u n g tích

ngăn

tíc h n g ă n

n g ă n kỵ

lọc kỵ

lọc kỵ khí

k h í(L )

khí

(L )

T ồ n g d u n g tích Tổng dung

h ữ u ích kể c ả

tích h ữ u ích

d u n g tích các

wt ( m 3)

vách ngăn (m )

Vị

Du

bể t

một

(m V

600

160

4 27

4

427

2

213

1,07

1,49

0

1500

400

1067

4

1067

2

533

2 ,6 7

3,73

0

3000

8 00

1600

4

213 3

2

1067

4 ,8 0

6 ,7 2

15000

4000

5333

3

8000

2

53 3 3

18,67

2 6 ,1 3

Anh N . v , N h u e T.H

0


Be tự \ hoại « hai vỏ Bể tự hoại hai vỏ gồm hai phần riêng biệt được ngăn bởi đáy nghiêng: phần trên của bể là máng lắng, phần dưới của bể là ngăn chứa và lên men bùn cặn. Bùn cặn trong máng sẽ lắng xuống đáy nghiêng và roi xuống ngăn chứa và lên men bùn. Bể có một ống xả bùn đường kính 150-200 mm. Bố trí đáy nghiêng để tránh cho nước đã lắng khỏi bị nhiễm bẩn bởi các sản phẩm thối rữa nổi lên (cặn nổi, bọt khí) trong quá trình lên men. Be tự hoại hai vỏ có thể thiết kế như sau: ■ Dung tích hữu ích tối thiểu gấp 2,5 -ỉ- 3 lần lưu lượng nước thải trong một ngày. ■ Lượng bùn cặn đã lắng của một người trong một ngày: 1,2 + 2 L/người. Độ ẩm của bùn cặn tươi là 97,5%, của bùn cặn đã lên men là 9(H92%. ■ Hệ số tính đến lượng cặn giảm do lên men: khoảng 50%. Thể tích ngăn bùn t;nh cho một người trong một ngày: 0,1875 L. ■ Nhu cầu dùng nước cho một người trong một ngày: 150^-200 L/ngđ. ■ Số người sử d ụ n g bể : 5 -í- 100 người. ■ Thời gian lưu nước (HRT) trong máng lắng: 1,5^2,5 ngđ. ■ Thể tích tổng cộng của ngăn chứa và lên men bùn cặn: ớ,/5 7 J x ^ x 3 ốj _

------- m o --------(m >

(64)

Chiêu cao lớp bùn đã lên men: w F

(6 5)

Trong đó: F —diện tích mặt bằng của bể. ■ Thể tích của ngăn lắng được tính toán không nhỏ hơn hai lần lưu lượng nước thải trong một ngày. ■ Chiều cao hữu ích của bể: 2,2+2,5 m ■ Chiều rộng một bể: 1,5 m. Có ba loại bể tự hoại hai vỏ: <• Loại I (Bảng 6.3, hình 6 .6 ) với đáy bể phẳng và đáy máng lắng nghiêng 45° ( ỉ o với mặt phẳng nằm ngang) được sử dụng để xử lý nước thải chứa xà phòng. Loại II (Bảng 6.4, hình 6.7) với đáy bể nghiêng và đáy máng nghiêng, được ;ử dụng để xừ lý nước thải có thành phần xà phòng chiếm khoảng 50% tổng lượig nước thải. Loại này có thể sử dụng ở nơi có nền đất khô và ướt. -ộ- Loại III {Bảng 6.5, hình 6 .8 ) với đáy bể nghiêng và đáy máng nghiêng 60° (so vyi mặt phẳng nằm ngang), được sử dụng để xử lý nước thải có thành phần xà phòỉg chiếm khoảng 50% tổng lượng nước thải. Loại này có thể sử dụng ở nơi có nén đất khô và ướt. Loại III cũng có thể dùng để xử lý nước thải bệnh viện. 198


Khi lưu lượng nước thài nhỏ hơn 5 m3/ngđ, nên sừ dụng loại bể một đơn nguyên chia thành 1, 2 hoặc 3 ngăn dọc chiều dòng chảy. Khi lưu lượng nước thải từ 5 đến 15 m 3/ngđ, nên sử dụng loại bể hai đơn nguyên. Kích thước cùa bể và các sơ đồ công nghệ được giới hạn với bội số 10. Đe xây dựng nhanh chóng, nên sản xuất hàng loạt các bê bằng bêtông cốt thép đúc sẵn hoặc bằng vật liệu composite. Chiều dài của bể là thông số có thể thay đổi. 6.2.2. Be tự hoại có ngăn lọc hiếu khí Bể tự hoại có ngăn lọc hiếu khí gồm có ngăn chứa, lắng, ỉên men phân hủy cặn như đã giới thiệu trong phần bể tự hoại truyền thống ờ trên, và cấu tạo thêm ngăn lọc hiếu khí. Trong ngăn lọc hiếu khí gồm bốn lóp lọc có chiều dày tối thiểu 600 mm (mỗi lóp dày 150 mm). Các lóp vật liệu lọc là gạch đá vỡ, sỏi, than hoặc chất dẻo. Kích thước của các hạt vật liệu lọc như sau (lóp 1 là lớp dưới cùng đến lóp 4 là lóp trên cùng): Lóp 1 (50-Ỉ-30 mm), lớp 2 (35^-25 mm), lớp 3 (25-H5 mm) và lóp 4 (15+10 mm). 6.2.3. Bể tự hoại nhiều vách với ngăn lọc kỵ khí (BASTAF) Lọc kỵ khỉ: cấu tạo của các lóp lọc kỵ khí tương tự như lớp lọc hiếu khí. Chỉ khác nhau ở chỗ ống xả đặt cao hơn bề mặt các lớp vật liệu lọc. BASTAF: Tỷ lệ giữa lượng chất hữu cơ trong nước thải trên đơn vị sinh khối theo ngày (F/M) = 0,24 -í- 0,31 g COD/g v ss.n g đ và tảilượng chất hữu cơ (OLR) = 0 ,3 5 -ỉ0,92 gCOD/L.ngđ. Hiệu suất xử lý trung bình như sau: BOD 5(64,39%), COD (64,71%), và s s (78,84%). Các chỉ tiêu thiết kế bể BASTAF như sau: ■ Vận tốc dòng hướng lên trong các n găn lọc:

V

= 0,3 m/h;

■ HRT trong ngăn lắng: 12+24 h; ■ HRT trong các khoang có vách ngăn: 36^-48 h; ■ HRT trong ngăn lọc kỵ khí: 12+24 h. Trong bảng 6.6 nêu dung tích tính toán của bể BASTAF phụ thụộc vào số người sử dụng bể. Để xử lý nước đen từ nhà vệ sinh, kiến nghị sử dụng sơ đồ bể BASTAF sau: N g ă n ch ứ a và lăn g bùn cặn

,

\

“7

3 đến 4 ngăn kỵ khí

\

“7

2 n g ă n lọc k ỵ k h í d ù n g x i th a n

6.2.4. Giếng thấm Giếng thấm là công trình trong đó nước thải được xử lý bằng phương pháp lọc qua lóp cát, sỏi và phân hủy kị khí các chất hữu cơ được hấp phụ trên lóp cát sỏi đó. Nước thải sau khi xử lý được thấm vào đất. Do thời gian nước lưu lại trong đất lâu, các loại vi khuẩn gây bệnh bị tiêu diệt hầu hết. Đẻ đảm bảo cho giếng hoạt động bình thường, nước thải phải 199


được xừ lý bằng phương pháp lẳng trong bể tự hoại hoặc bể lắng hai vỏ. Giếng thấm cũng chỉ được sử dụng khi mực nước ngầm trong đất sâu hơn 1,5 m để đảm bảo được hiệu quá thấm lọc cũng như không gây ô nhiễm nước dưới đất. Các loại đất phải dễ thấm nước, từ 34 L/m2.ngđ đến 208 L/m2.ngđ. Trên hình 6.12 thể hiện sơ đồ cấu tạo giếng thấm dạng hình tròn trên mặt bằng, đường kính tối thiểu 1,2 m, được xây dựng bằng gạch hoặc bê tông cốt thép. Giếng thấm cũng có thể được lắp đật bằng các đoạn ống bê tông. Thành giếng bê tông có bề dày tối thiểu 100 mm, móng được đổ bê tông vững chắc. Diện tích giếng thấm được xác định dựa vào loại đất và loại đối tượng thoát nước.

Diện tích thấm tính toán là tổng diện tích bề mặt thành giếng ở phần thấm nước và đáy giếng. Bảng 6.7 nêu tải lượng thủy lực trên mỗi đon vị diện tích thấm. Giếng thấm được lót sỏi, đá dăm... cỡ nhỏ dần từ dưới lên. Lớp trên cùng được đổ bàng cát mịn và sử dụng tấm chắn để chống xói nước. Xung quanh giếng đổ thêm sỏi để tăng khả năng thấm nước của giếng. Việc súc rửa giếng được thực hiện qua ống thoát nước hoặc dùng ống thông hơi riêng. Bảng 6.7. Khả năng thấm lọc của các loại vật liệu Loại đất

K h ả n ă n g t h ấ m lọ c ( L / m 2.n g đ )

Cát

80

C á t p h a sé t

40

6.2.5. Bãi lọc ngầm Nếu mực nước ngầm cao và không thể xây dựng giếng thấm thì có thể xây dựng bãi lọc ngầm. Nước thải cần được lắng sơ bộ bằng các công trình xử lý cơ học trước khi tới 200


bãi lọc ngầm. Khi nước thải tới băi lọc ngầm, các chất hữu cơ sẽ được hấp thụ vào đất theo con đường thấm lọc, sau đó được ôxy hóa sinh hóa. Thông thường quá trình ôxy hóa hiếu khí các chất hữu cơ diễn ra trong lớp đất ở trên và quá trình phân hủy kỵ khí các chất hữu cơ diễn ra trong lóp đất phía dưới. Do lórp đất khá mỏng (từ 0,6 đến 0,9 m) nên rễ cây hấp thụ một lượng lớn nước thải và chỉ một lượng nhỏ nước thải thấm vào đất. Hoạt động cùa các loại cây cũng góp phần cung cấp ôxy cho đất. Trong bảng 6.8 nêu các thông số thiết kế của bãi lọc ngầm. Diện tích hữu ích của bãi lọc ngầm phụ thuộc vào từng loại đất. B ả n g 6.8. C á c thông sỏ thiết kẻ' bãi !ọ c ngầm G i á trị T h ô n g số th i ế t ké T ố i th iể u

Tối đa

S ố tu y ến ố n g p h â n phối nước

1

C h iề u dài m ỗ i tu y ế n ong, (m )

-

30

0 ,4 6

0 ,9

K h o ắ n g c á c h g i ữ a c á c t u y ế n ố n g , (m )

1,8

-

Đ ộ d à y l ớ p đ ấ t p h ù tr ê n ố n g , ( m m )

300

-

N gang bằng

25

Đ ộ d à y lớ p v ậ t liệu lọc d ư ớ i ố n g p h â n phối n ư ớ c , ( m m )

300

-

Đ ộ d à y lớ p v ậ t liệu lọc trê n ố n g p h â n phối n ư ớ c , ( m m )

50

-

C h iề u r ộ n g đ á y hào, (m )

Đ ộ d ố c các tu y ế n hào, (m m /m )

KOTnr Công suất 20m /h A -A Mương phân phối Bể tự hoại

Ar

WM

Ống thỏng hơi

nnrx

i

U -

Xiphông

Bể tự hoai iại [ Mương phân phối

■UL

Mạng lưới phân phối

oM°£õg°g°£°.

I I

ống thông hơi

Mang lưới phân phối

„ 0 - 0 - 0 : o^o^o

Si

Hình 6.13. Sơ đồ cấu tạo bãi lọc ngầm XLNT. Trên hình 6.13 mô tả cấu tạo hệ thống bãi lọc ngầm bao gồm hệ thống phân phối nước thải và hệ thống thu nước. Trên bãi lọc ngầm có bố trí ống thông hơi. Hệ thống phân phối bố trí trong hào và cao hơn mực nước ngầm tối thiểu 1 m. Hình 6.14 mô tả hệ thống xử lý nước thải tại chỗ gồm bể tự hoại và bãi lọc ngầm. 201


Hố ga phân

%

y il

lt'fT lS *

Bãi lọc ngầm

Độ dốc> 1%

^ Bể tư hoai

Hình ố-14. XLNT tại cho bằng hệ thống bể tự hoại và bõi lọc ngầm. 6.2.1. Bể bioga Tại các nước đang phát triển có nhiều chuồng trại chăn nuôi gia súc. Bể khí sinh học có thể xừ lý nước thải từ các ehuồng trại này (Hình 6.15).

Chuồng trại chăn nuôi

'1

ống dẫn khí tới bếp đun

Hố lọc ’

Van xả Bể biôgia bằng composite L = 3000mm, D = 1000mm MẶT BẰNG B Ể BIOGA

+ 2.10

Bề biổgia bằng composite L=3000 mm,D=1000 mm ống dẫn nước thải từ chuóng trại

♦0.40

T 2-2

ống dẵn khí tơid bếp đun

Hố lọc

Gạch xây Bể biCgia bằng composite L=3000 iìim,D=1000 mm MẬT CẮT B Ể BIOGA

Hình 6.15. Sơ đồ cấu tạo bể khỉ sinh học Biôga. 202

'Van xả


6.3. VỆ SINH SINH TH Á I

Vệ sinh sinh thái dựa trên ba nguyên tắc cơ bản là: - Ngăn ngừa ô nhiễm hơn là thực hiện xừ lý ô nhiễm sau khi đã xẩy ra; - Tách riêng nước tiểu và phân; - Sử dụng các sản phẩm một cách an toàn để phục vụ cho nông nghiệp, cây trồng. Nước tiểu và phân được tách riêng, chứa và xử lý riêng để loại bỏ những sinh vật gây bệnh, rồi sau đó đưa đi sử dụng. Các chất dinh dưỡng chứa trong phân và nước tiểu có thể xử lý hay tái chế và sử dụng trong nông nghiệp. Một bộ phận quan trọng của vệ sinh sinh thái là hố xí để phân chia và lưu giữ riêng nước tiểu và phân trước khi thu hồi và tái sử dụng. Thông thường phân có chứa các tác nhân gây bệnh nhiều hơn là nước tiểu. Vì vậy phân phải được xử lý bằng các phương pháp làm khô và phân hủy. Việc khử nước hay làm khô phân sẽ rất đơn giản nếu nó không bị trộn lẫn với nước tiểu và nước. Khi phân bị phân hủy hay ỉên men kỵ khí thì các tác nhân gây bệnh trong đó như virus (siêu vi khuẩn), vi khuẩn và trứng giun sỗ bị tiêu diệt. Chi sau khi phân hủy thì phân mới có thể tái sử dụng. Nước tiểu tương đối an toàn, chi cần chứa một thời gian ngắn thì có thể sử dụng trong nông nghiệp. Nước tiểu chứa một lượng đáng kể nitơ, phôtpho và kali là những chất bón rất quý cho cây trồng. Khái niệm vệ sinh sinh thái là một chu trình khép kín của các chất dinh dưỡng chứa trong nước thải với hoạt động nông nghiệp. Ngoài việc cung cấp các giải pháp công nghệ phù hợp, vệ sinh sinh thái còn góp phần đảm bảo an toàn thực phẩm địa phương, một vấn đề rất quan trọng trong nhiều nước đang phát triển. Do đó, cách tiếp cận mới này được gọi là "vệ sinh sinh thái", viết tắt là "Eco-San". Nước tiểu và phân được tách riêng, lưu giữ và xử lý sư bộ, sau đó, nếu cần thiết, lại tiếp tục được xử lý tập trung cho đến khi không còn các vi khuẩn gây bệnh. Các chất dinh dưỡng còn lại trong phân bùn được tái chế và sử dụng trong nông nghiệp. Đặc điểm của vệ sinh sinh thái là tách riêng và lưu giữ các chất thải từ người (nước tiểu và phân) trước khi xử lý và tái sử dụng chúng. Phân người thường chứa nhiều tác nhân gây bệnh hơn so vói nước tiểu. Do đó, cần xử lý phân bằng các phương pháp khử nước và ủ phân. Hố xí đào chìm cải tiến có ống thông hơi và tách riêng nước tiểu (Hình 6.2) và hố xí hai ngăn cải tiến có ống thông hơi (VIDP) được sử dụng ở Việt Nam, sau đó là ở Trung Quốc và nhiều quốc gia đang phát triển khác là các ví dụ điển hình về vệ sinh sinh thái. Ờ các quốc gia phát triển, như Thuỵ Điển và các quốc gia vùng Bắc Âu, đã phát triển nhiều loại xí khác nhau có thể tách riêng nước tiểu, ủ phân và lưu giữ nước tiểu. Nếu nhận thức và thực hiện được vệ sinh sinh th ái, thì sẽ đem lại nhiều tác động tích cực đối 203


với môi trường, nông nghiệp, các hộ gia đình và các khu đô thị. Trong mồi hệ thống vệ sinh sinh thái, cần thực hiện việc tách riêng và xử lý kỵ khí hiệu quả các loại chất thải này. Vì vậy, đây không chỉ là quá trình sản xuất năng lượng ở dạng khí sinh học. mà còn đảm bảo được quá trình tái sử dụng chất dinh dưỡng hợp vệ sinh, và hơn nữa là bào vệ tài nguyên nước. Phân bùn có thể phân hủy được trong bể phân hủy và tạo ra khí sinh học. Nước tiêu không tạo ra bất kỳ loại khí sinh học nào. Vì vậy việc tách riêng các chất thải có thể là một giải pháp có giá trị để nâng cấp các hệ thống vệ sinh. Không như các hệ thống vệ sinh truyền thống, các hệ thống vệ sinh sinh thái không chỉ kiểm soát trực tiếp các rủi ro về mặt vệ sinh đối với dân cư mà còn bảo vệ được mòi trường thiên nhiên. Trong quá trình hình thành các chất hữu cơ, các chất dinh dưỡng và các nguyên tố vi lượng dồi dào cho nông nghiệp, bảo quản được phân bón và bảo đàn được vấn đề an toàn thực phẩm lâu dài. Trong thực tế, chiến lược vệ sinh sinh thái được áp dụng rộng rãi cho việc thu gom và xử lý riêng phân, nước tiểu và nước xám làm giảm thiểu mức độ tiêu thụ nước ãn uống sinh hoạt và có thể xử lý riêng nước thải với chi phí thấp để tái sử dụng trong viéc cải tạo đất, làm phân bón, làm nước tưới tiêu hoặc bổ cập nguồn nước ngầm. Các hệ thống vệ sinh sinh thái bền vững khôi phục đáng kể sự cân bằng tự nhiên giữa lượng chất dinh dưỡng bài tiết từ mỗi người trong một năm và nhu cầu tạo ra lương thực thực phẩm cho chính họ, vì vậy có thể hỗ trợ đáng kể trong việc bảo tồn các loại tài nguyên có thể cạn kiệt. Trong điều kiện lý tưởng, các hệ thống vệ sinh sinh thái bén vững có thể phục hồi các chất dinh dưỡng, các nguyên tố vi lượng và năng lượng :ừ nước thải sinh hoạt và chất thải hữu cơ của các hộ gia đình và tái sử dụng sản phẩm cua chính họ trong nông nghiệp. Bằng cách này, có thể hồ trợ việc bảo quản phân bón 'à bảo đảm vệ sinh an toàn thực phẩm lâu dài. Heinz-Peter Mang, người thực hiện dự án vệ sinh sinh thái ở Trung Quốc, đă chia sẻ một số kinh nghiệm bổ ích trong việc tách riêng các chất và đưa ra các ví dụ v ề CÍC thành phần vệ sinh sinh thái có thể áp dụng được (Hình 6.16). Ví dụ về một hệ thống vệ sinh sinh thái phù hợp bằng quá trình lên men klô [Heinz-Peter Mang]: Các hố xí không dội nước với việc tách riêng nước tiểu được lắp đặt trong các hộ ga đình và các khu công cộng. Phân nên được rắc với tro và thu vào các thùng hoặc túi (ó khả năng phân hủy sinh học. Trong mỗi trạm lưu giữ trung gian, các chất thải sinh họ;, phân và các chất có thể phân hủy sinh học khác từ các khu dân cư và các khu vực nôtg nghiệp cũng được lưu giữ ở đây, quá trình lưu giữ được kết hợp với quá trình lên mtn khô; quá trình phân hủy sơ bộ làm cho độ pH tăng và diễn ra quá trình làm khô. Nưcc tiểu được thu tách riêng trong các thùng chứa và được lun giữ lại. Các khu dân cư đô tiị có rất ít đất vườn và nhu cầu phân bón không nhiều, vì vậy việc kết hợp với các traig trại, các vườn trồng hoa, hoặc các công viên là khá phù hợp để tiêu thụ phân bón. CiC 204


đối tượng này có nhu cầu về phân bón và do đó không có vấn đề gì khi tận dụng các sản phẩm đã xừ lý sinh học: các chất hừu cơ để cải tạo đất và các chất dinh dưỡng nhằm phát triển cây trồng.

DÒNG

Tưới tái X Ử LÝ

Lưu giữ

ủ kỵ khí

sử dụng,

Lọc X L,

ủ phân hủy

hay

phai trộn

bổ sung

sinh học

kỵ khí

làm khô

với rác HC

nước ngắm

j

V Phân bón TÁI S ử DỤNG

khô hay ướt

V

V Tưới tái sừ dụng,

C ấp nước,

Khí sinh học, cải ỉao đất

bổ sung

nước ngắm

bổ sung

nước ngấm

Hình 6.16. Tách các dòng vật chất và các vi dụ về cảc

thành phần vệ sinh sinh thái có thể áp dụng [Heinz-Peter Mang]. Trong vận hành thực tiễn, phân được thu gom đã làm khô và phân hủy một phần được trộn với rác hữu cơ thích hợp khác để lên men khô (rác từ việc cắt cỏ, lá cây rụng, phân gia súc, rơm, chất thải sinh học, thức ăn thừa). Các chất hồ trợ lẫn nhau về chất lượng; qua đó các chất cùng phân hủy với nhau và diễn ra quá trình lên men tối ưu. Các chỉ tiêu quan trọng cho việc lên men khô như: chất hữu cơ khô, giá trị pH, tỉ lệ C/N, thế ôxy hoá khử, các axit béo dễ bay hơi, độ ẩm, độ axit và độ kiềm, cấu trúc các chất. Quá trình lên men khô, khi phần lõi của hệ thống được phân hủy, đồng nhất và tạo thành phân bón, được sử dụng để bón ruộng và vườn trong một vòng khép kín nhỏ cho các chất dinh dương và chất hữu cơ. Khí sinh học có thể sử dụng trực tiếp để đốt (nấu nướng, thắp sáng, đốt nóng, làm nguội) hoặc cùng sừ dụng trong các nhà máy điện và sản phẩm nung. Nước tiểu bổ sung được thu gom và lưu giữ trong 6 tháng và có thể làm nguồn phân bón bổ sung. 205


Các tác giả ở Trung Quốc cũng đã thực hiện nghiên cứu "Kinh nghiệm trong việc cài thiện giá trị phân ủ bằng cách làm giàu với nước tiểu" và dẫn đến các kết luận sau: Việc làm giàu phân ủ từ chất thải sinh hoạt hữu cơ dễ phân hủy sinh học hoặc từ chất thải của người sẽ cải thiện thành phần dinh dưỡng của phân ủ. Các công nghệ và kirứi nghiệm đã khẳng định thực tế này. Các kết quả tính toán của Trung Quốc đã chứng minh giá trị kinh tế của nước tiểu đã qua lưu giữ và xừ lý dùng làm phân bón. Tay nhiên, bên cạnh tính họp lý của việc kiểm soát và lưu giữ nước tiểu đã qua xử lý, sẽ nảy sinh các vấn đề về văn hoá - xà hội khi mọi người bắt đầu ủ phân và sử dụng nước tiếu làm phân bón. 6.4. VẬN HÀNH VÀ BẢO DƯỠNG Việc vận hành và bảo dưỡng các công trình xử lý nước thải được trình bày trong bảng 6.9. Bảng 6.9. Vận hành và bảo dưỡng các công trình XLNT tại chỗ T ê n c á c c ô n g tr ìn h 1. H ố x í đ à o c h ì m

V ận hành và bảo dư ỡng P h ả i q u é t d ọ n t h ư ờ n g x u y ê n , đ i v ệ s in h x o n g p h ả i đ ậ y n ấ p . K h i h ố đ ầ y , lấp h ố k ỹ b ằ n g đ ấ t v à đ à o h ố k h á c đ ể ù p h â n . K i ể m tr a t h ư ờ n g x u y ê n đ ộ v ữ n g c h ắ c c ủ a s à n đ ỡ - b ệ n g ồ i t r á n h s ậ p đ ) sàn đờ. C hỉ sử d ụ n g phân cho bón ru ộ n g khi đã ù kỹ (từ 6 th á n g đến 1 năm ).

2. HỐ x í V I P : lo ại

P h ả i q u é t d ọ n t h ư ờ n g x u y ê n , đ i v ệ s in h x o n g p h ả i đ ậ y n ắ p .

không

K i ể m t r a t h ư ờ n g x u y ê n đ ộ v ừ n g c h ắ c c ủ a s à n đ ỡ , b ệ n g ồ i t r á n h sậ[,

tá c h

riên g

n ư ớ c tiể u

đổ sàn đỡ. K i ể m t r a đ ộ k ín k h ít g i ữ a s à n đ ờ v à h ố c h ử a p h â n . B à o d ư ỡ n g , k iể m

tra , là m v ệ s in h ố n g t h ô n g h ơ i v à lư ớ i c h ẳ i

ruồi m uỗi. K h i h ố đ ầ y , lấ p h ố k ỳ b ằ n g đ ấ t v à đ à o h ố k h á c . C hỉ sử d ụ n g phân cho bón ru ộ n g khi đã ủ kỹ (từ 6 th án g đến 1 năm ). 3. H ố XI V I P : lo ại không

tách

n ư ớ c tiể u

riêng

P h ả i q u é t d ọ n t h ư ờ n g x u y ê n , đi v ệ s in h x o n g p h ả i đ ậ y n ắ p . K i ể m t r a t h ư ờ n g x u y ê n đ ộ v ữ n g c h ắ c c ủ a s à n đ ỡ , b ệ n g ồ i t r á n h sậ |, đ ổ s à n đờ . K i ể m tr a đ ộ k ín k h ít g i ữ a s à n đ ỡ v à h ố c h ứ a p h â n . B ả o d ư ỡ n g , k i ể m tr a , là m v ệ s in h ố n g t h ô n g h ơ i v à lư ớ i c h ắ n riúi m u ỗ i. K h i h ố đ ầ y , lấ p h ố k ỹ b ằ n g đ ấ t v à đ à o h ố k h á c . C hỉ sử d ụ n g p h â n ch o b ó n ru ộ n g khi đã ù kỹ (từ 6 th á n g đến 1 năm ).

206


Bảng 6.9 (tiếp theo) V ận hành và bào d ư ờ n g

T ê n c á c c ô n g t r in h 4. H ố V IP : Loại tách

P h ả i q u é t d ọ n t h ư ờ n g x u y ê n , đi v ệ s in h x o n g p h ả i đ ậ y n ấ p .

r i ê n g n ư ớ c tiể u x â y

K i ề m t r a đ ộ k ín k h ít c ủ a h ố c h ứ a p h â n , b ịt k ín c á c c h ỗ n ứ t h ờ n ế u có.

b ăng gạch

K h i h ố đ ầ y , lấy to à n bộ p h â n r a đ e m ủ, p h ả i đ ậ y k ín c ử a lấ y p h â n p h ía s a u n g ă n c h ứ a rồi m ớ i t iế p t ụ c s ử d ụ n g . B ả o d ư ỡ n g , k i ể m tra , làm v ệ s in h ố n g t h ô n g h ơ i v à lưới c h ấ n ru ồi m uồi. C h i s ử d ụ n g phân cho bón ru ộ n g khi đ ã ủ kỹ (từ 6 th án g đến 1 năm ).

5. V I D P

P h ả i q u é t d ọn th ư ờ n g x u y ê n , c ọ rửa sàn, p h ải luôn đ ậ y nắp; C ó đ ủ c h ấ t đ ộ n ( tr o b ế p , m ù n c ư a , đ ấ t b ộ t...); K h ô n g s ử d ụ n g đ ồ n g th ờ i c ả h a i n g ă n ; K h ô n g c h o n ư ớ c tiể u v à o n g ă n c h ứ a p h â n ; P h ả i b ả o đ ả m th ờ i g ia n ủ p h â n là 6 th á n g .

6. H ổ x í t h ấ m d ộ i

P h ả i c h u ẩ n bị đ ủ n ư ớ c đ ề d ộ i,

nước

C h ă m s ó c , q u é t d ọ n t h ư ờ n g x u y ê n , b ả o đ ả m n ắ p b ệ lu ô n kín, B ả o v ệ x i p h ô n g th ậ t tốt: k h ô n g bị tắ c , bị t h ù n g , B e c h ứ a p h ả i lu ô n lu ô n kín.

7. B ể t ự h o ạ i t r u y ề n

P h ả i c h u ẩ n bị đ ù n ư ớ c đ ể d ộ i;

th ố n g

C h ă m sóc, q u ét dọn th ư ờ n g xuyên; B ả o v ệ x i p h ô n g th ậ t tố t k h ô n g tắ c , k h ô n g h ờ ; P h ả i h ú t x ả c ặ n đ ịn h kỳ; K h ô n g d ù n g g iấ y tu ỳ tiệ n g â y tắ c xi p h ô n g ; B ể c h ứ a p h ả i lu ô n lu ô n kín.

8. B ể t ự h o ạ i hai v ò

N h ư tr ê n

9. B ề t ự h o ạ i v ớ i n g ă n lọc h iế u k h í

N h ư tr ê n v à sú c r ử a v ậ t liệu lọ c đ ị n h k ỳ

10. B e t ự h o ạ i n h iề u n g ă n v ớ i lọc k ỵ k h í

N h ư trê n v à s ú c r ử a v ậ t liệu lọ c đ ịn h k ỳ

BASTAF

6.5. CHI PHÍ ĐÀU T ư Trong bảng 6.10 trình bày các chi phí đầu tư của các công trình XLNT tại chỗ.

207


Bảng 6.10. Suất đẩu tư của các công trình XLNT tại chỗ. S u ấ t đ ầ u tư

T u ồ i th ọ c ô n g

C h u kỳ hút

( Ư S D / m 3)

tr ìn h ( n ă m )

xả c ặ n (năm )

1 0 - 15

10-15

0 ,5

3 0 -6 0

20-30

0 ,5

3 2 -6 5

20 -3 0

0 ,5

V ID P

6 0 -9 0

20-30

0 ,5 -1

H ố xí th ấm dội nước

3 5 -6 0

1 5-20

B ể tự hoại tru y ền th ố n g

80 -1 2 0

3 0 v à lâ u h ơ n

0 ,5 -1

B ể t ự h o ạ i ha i v ỏ

9 0 -1 3 0

3 0 v à lâ u h ơ n

0 ,5 -1

B e t ự h o ạ i v ớ i n g ă n lọ c h iế u k h í

1 0 0 - 150

30 và lâu h ơ n

B ề t ự h o ạ i v ớ i n g ă n lọ c k ỵ k h í

110-160

3 0 v à lâ u h ơ n

C á c c ô n g tr ìn h x ử lý s in h h ọ c k h á c

9 0 -1 0 0

2 0 v à lâ u h ơ n

T ê n c ô n g tr ìn h H ố xí đ à o ch ìm H ố V I P , lo ạ i k h ô n g t á c h r iê n g n ư ớ c tiể u H ố V I P , lo ại tá c h r i ê n g n ư ớ c tiề u xây b ằn g gạch

1

S ủ c rử a vật liệ u lọc Súc rử a vật liệ u lọc

6.6. NHU CẦU NHÂN L ự c Trong bảng 6.11 trình bày mức độ nhu cầu về nhân lực. Bảng 6.11. Nhu cầu về nhân lực. Y êu cầu về kỹ năng

T ê n c ô n g trìn h

chuyên m ôn H ố xí đ à o ch im

Thấp

H ố V I P , lo ạ i k h ô n g tá c h r iê n g n ư ớ c tiể u

Thấp

H ố V I P , lo ạ i tá c h r i ê n g n ư ớ c tiể u x â y b ằ n g g ạ c h

Thấp

V ID P

Thấp

H ố xí th ấm dội nư ớ c S ulab

Thấp

B e tự hoại truyền th ố n g

Cao

B ể tự hoại hai vò

Cao

B e t ự h o ạ i v ớ i n g ă n lọ c h iế u k h í

Cao

B ể t ự h o ạ i vớ i n g ă n lọc k ỵ k h í

Cao

6.7. TÁC ĐỘNG MÔI TRƯỜNG (TÍCH

cực VÀ TIÊU CựC)

Trong bảng 6.12 nêu các tác động tích cực và tiêu cực của các công trình. 208


Bảng 6.12. Tác động mỏi trường. T ê n c ô n g trìn h 1. H ố x í đ à o c h ìm

N h ư ợ c đ iểm

Ư u đ iể m

■Chỉ có c h ứ c n ă n g c h ử a p h ân ,

• C ấ u tạ o rất đ ơ n giản;

c h ư a có c h ứ c n ă n g x ử lý;

■ D ễ x ây d ụ n g , chi phí thấp; ■ N g ư ờ i d â n c ó thể tự x ảy dự n g ;

■vẫn còn n g u y c ơ g â y b ệ n h cao;

■ K h ô n g cần

■ v ẫ n còn m ùi hôi thối v à ruồi

sử d ụ n g n ư ớ c , d ề thu gom

nhặ n g ;

p h â n , sú c v ậ t k h ó tiếp cận với phản...

■ T h ư ờ n g phải x ây d ự n g xa n h à ở, xa nguồn c ấ p n ư ớ c ; • C ó nguy c ơ g â y ô n h iễ m n g u ồ n nư ớ c và môi tr ư ờ n g đất; ■ N ếu xây k h ô n g c ẩn th ận sàn đ ỡ sập, đổ dề g ây tai nạn c h o người s ử dụng; ■Khi phân đ ầy hố phải lấp bỏ h o ặ c lấy p h ân ra x ử lý v à xây dự rm c ô n g trình mới. 2. H ố

V IP ,

loại k h ô n g tá ch

riê n g

n ư ớ c tiểu

■ N g ã n n g ừ a đ ư ợ c s ự tiếp cận c ù a súc vật,

■Chi có c h ứ c n ă n g c h ứ a p h â n , c h ư a có c h ứ c n ã n g x ử lý;

ru ồi n h ặ n g , g iả m đ ư ợ c m ùi hôi thối; ■C ấ u tạ o rất đ ơ n giả n , dễ xây d ự n g ;

• v ẫ n còn n g u y c ơ g â y b ệnh cao;

■Chi p h í th ấ p , ngư ời d â n có thể tự xây

■ v ẫ n còn m ùi hôi thối và ruồi nhặ n g ;

dựng;

■ T h ư ờ n g phải xây d ự n g x a n h à ở

■K h ô n g cầ n s ử d ụ n g nước; ■D ễ thu g o m p h â n , súc vật k hó tiếp cặn với

và xa ng u ồ n c ấ p nư ớc; ■ C ỏ nguy c ơ g â y ô n h iễ m n g u ồ n

phân; ■Tại n h ữ n g nơi có điều kiện phù hợp, khi

nư ớc và môi tr ư ờ n g đất;

cần c ó thể cài tiến loại này thành ho xí thấm dội nước. 3.

Hố

V IP ,

loại

tách

r iê n g n ư ớ c tiểu

xây

b ằn g gạch

■Cấu tạo đơn giản, chi phí thấp, người dân

■ K h ô n g tốn diện tích, h ạ p vói v ù n g đất chật hẹp; ■ C hắc

■ C h i có ch ứ c n ă n g c h ứ a p hân , ch ư a có c h ứ c n ă n g x ử ỉý;

có thể tự xây dự ng;

■ vẫn còn n g u y c ơ g â y b ệnh cao; -vẫn

chan,

an

toàn

cho

sử

dụng

quản lý; ■ K h ô n g g â y ô n h iềm môi trườne; đất, nước ngầm ; ■ K h ô n g phải làm m ới khi n e ă n c h ứ a đầy n ê n tuồi thọ c ô n g trình k éo dài;

còn m ùi hôi thối v à ruồi

nhặng;

■ Khi hố đ ầy phải x ử lý/ủ phân; ■Khi

sử d ụ n g

không đúng

kỹ

thuật, quản lý k h ô n g tốt, d ễ c ó nguy

gây

ô

n h iễm

m ôi

trường.

■ N e u q u ả n lý tốt, ít có mùi hôi thối; ■ N g ă n n g ừ a đư ợc sự tiếp cận củ a súc vật, ruồi n h ặ n g ■ P h ù h ợ p với nhu c ầu s ử d ụ n g p h â n bón.

209


Bảng 6.12 (tiếp theo) T ê n c ô n g trình 4.

V I D P xây b ằ n g gạch

N h ư ợ c đ iể m

Ư u đ iề m • C ấ u tạ o đ ơ n g ià n , chi p h í th ấp, n g ư ờ i d â n c ó thê tự x â y d ự n g ;

■ Đ ò i hỏi phải x â y d ự n g đ ú n g kỹ

■ K h ô n g tốn d iệ n tích, h ọ p với v ù n g đất c h ậ t hẹp;

■ P h ải có đ ủ c á c ch ất đ ộ n (tro, th an ...);

■ T h íc h h ợ p v à an to à n c h o v ù n g tr ũ n g h a y bị ú n g ngập;

■ P h ải đ ả m bào q u y trình s ử d ụ n g

■ C h ắ c ch á n , a n to à n c h o s ử d ụ n g v à q u ả n

■ N e u s ử d ụ n g và q u ả n lý k h ô n g đ ú n g kỹ thuật, n g u y c ơ ô n h iê m m ô i t r ư ờ n g cao.

lý; ■ K h ô ráo, sạch sẽ, ít mùi, ruồi muỗi và k h ô n g gây ô n h iễ m m ôi trư ờ n g khí, môi trư ờ n g đất, c ũ n g n h ư n guồ n nư ớ c ngầm ;

thuật (tá ch n ư ớ c tiêu riên g );

v à q uản lý đ ú n g kỹ thuật;

■ C ó th ể s ử d ụ n g liên tụ c n ê n tuồi th ọ c ô n g trìn h k é o dài; ■ N e u quản lý tốt, hiệu q u à x ử lý phân cao; ■ P h ù h ợ p với n h u c ầ u s ử d ụ n g p h â n bón. 5. HỘ th ấ m nư ớ c

xí dội

■ K h ô n g c ó ruồ i m u ỗ i, m ù i hôi thối; ■ Tiện lợi, sạch sẽ có thể xây bên trong nhà; ■ T ố n ít n ư ớ c khi s ừ d ụ n g ; ■ C h á c ch á n , an to à n c h o s ử d ụ n g v à q u ả n lý; ■ T u ổ i th ọ c ô n g trình dài; ■ N e u quản lý tốt, k h ô n g có m ùi hôi thối;

■ C ầ n có n ư ớ c để dội v à tá c h riê n g giấy vệ sinh; ■ C ó nguy cơ ô t r ư ờ n g nước, đất;

n h iễ m

môi

■ V iệ c x â y d ự n g n h à vệ sin h đ ò i h ỏ i p hải c ó c h u y ê n

m ô n tay

n g h ề cao; • K h ô n g tận d ụ n g đ ư ợ c n g u ồ n phân; » G iá th à n h tư ơ n g đối ca o, q u à n lý, b à o d ư ỡ n g p h ứ c tạp; ■ Không

áp d ụ n g được

ở các

v ù n g c ó nhu câ u d ù n g phân

b ó n ruộ ng . 6.

Bề ho ại truy ên th o n g

tự

■ T iệ n lợi, v ă n m in h , sạ c h sẽ c ó thể x â y bên tr o n g n hà;

■ C ạ n c ó n ư ớ c để dội và tá c h riê n g g iấ y v ệ sinh;

■ N ư ớ c thải đ ư ợ c x ử lý s ơ bộ;

■ V iệ c x â y d ự n g n h à vệ sinh đòi hỏi phải c ó c h u y ê n m ô n tay n ghê cao;

• K h ô n g có ruồ i m u ỗ i, m ù i hôi thối; ■ ít g â y ô n h iễm n g u ồ n n ư ớ c.

■ G iá th à n h tư ơ n g đối ca o , qu ản lý, b ả o d ư ờ n g p h ứ c tạp; ■ C ầ n h ú t x ả cặn đ ịn h kỳ. 7. B e tự hoại hai vỏ

N h ư trên

N h ư trên

N h ư trên

N h ư trên

N h ư trên

N h ư trên

N h ư trên

N h ư trên

8. B ẻ tự hoại với ngăn lọ c hiếu khí

9. B ể tự hoại với n g ă n lọc k ỵ khí 10.

210

Bề khí sinh h ọ c


TÀI LIỆU THAM KHẢO • Anh Nguyen Viet. Co-investigators: Tran Hieu Nhue, Tran Duc Ha, Do Hong Anh, Roland Schertenleib, Udo Heinss. Decentrulized Wasíe\vater Treatment and Reuse. Global Overview and New Concepts. CEETIA - EAWAG, 2001. • BACHMANN, A., BEARD, V.L., and McCARTY, P.L., 1985. Perfonnance

characteristics of the anaerobic baffled reactor.

W a t. R e s . 1 9 (1 ), 9 9 - 106.

• BARBER, w.p„ and STUCKEY, D.C., 2000a. Nitrogen Removal in CI Modiỹied Anaerobic Bciffled Reactor (ABR). 1: Denilriỹication. Wat. Res. 34(9), 2413 - 2422. . BARBER, w .p„ and STUCKEY, D.C., 2000b. Nitrogen Removal in a Modiỹied Anaerobic Baffled Reactor (ABR). 2: Niưification. Wat. Res. 34(9), 2423 - 2432. . BARBER, w .p ., and STUCKEY, D.C., 1999. The use o f the anaerobic baffled reactor (ABR) for wastewater treatment: A review. Wat. Res. 33(7), 1559-1578. • BLACKETT, I., 1994. Low-Cosi Urbcuì Sunilaìion in Lesotho UNDP-World Bank Water and sanitation Program, March, 1994.

DP number 10.

. CALVERT, p„ MORGAN, p. ROSEMARIN, A„ SAV/YER, R., XIAO, J., et al., 2004. Ecological Sanitation-Revised and Enlarged Edition. Uno Winblad, Mayling Simpson-He’bert. Stockholm Environment Institute. • El-GOHARY, F., 1998. DESAR treatment concepts for combined domestic wastewater in arid Mediíerranean rural areas. National Research Centre, Cairo, Egypt. . FONTES LIMA, F., ALVES PEREIRA FILHO, F., HAANDEL, A„ and ALMEIDA, s. A. s., 1996. High-Performancc Low-Cost Environmentaỉ and Sanitation Control Systems . Water Sc. & Tech. 33(3). • HAN, Q.Y., Fang, H.H.P., 2003. Acidogenesis o f gelalin-rich wasíewaíer in an upflow anaerobic reactor : influence o f pH and temperature. Wat. Res. 37, 55-66. . HOUSEHOLD-CENTERED ENVIRONMENTAL SANITATION, 1999. Report

of the Hilterfìngen workshop on Environmental Scmitation in the 21s' Century. Switzerlcmd. March, 1999. . JONSSON, H., RỈCHERT, A„ STINTZING, VINNERAS, B„ and SALOMON, E .,

2004.

Guidelines on the use of Urine and /aeces in Crop Production.

EcoSanRes Publications Series- Report 2004-2. . KVARNSTROM, E., and AF PETERSENS, E., 2004. Open Planning o f Sanitation Systems. EcoSanRes Publications Series, Report 2004-3. . LANGENHOFF, A.A.M., INTRACHANADRA, N„ and STUCKEY, D.C., 2000.

Treatment of dilute soluble and colỉoidal \vasiewater using an anaerobic baffled reactor: influence o f hydraulic retention time. Pergamon, Wat. Res. 34(4), 1037-1317.

211


MANG HEINZ-PETER, 2007. Energy Production and Nutrient Recovery from Toilets. Chinese Academy o f Agricultural Engineering (CAAE). China MARA, D.D., 2004-2005. Low-Cost Sanitation Technology. Lectures at CEETIA, Hanoi, 2004 and 2005: on-site Sanitation 1, on-site sanitation 2, Septic tanks, Sanitation Economics, etc. MARA, D.D., 1976b. Sewage Treatment in Hot Climaíes. John Wiley and Sons, London, UK, 127-141. MATTILO, H., 2003. Finland. Institutional and publỉc accepỉance (reluctance) aspects o f DESAR. Tampere University o f Technology, 2003. NHUE TRAN HIEU et a i, 2001. Rural Water Supply and Sanitation. Science and Technique Publisher. OTTERPOHL, R., 1997. Design and first experiences with source control and reuse in semi-centralised urban sanitation. Prof. Dr. Otterpohl, TUHH Technical University Hamburg, Germany. RIDDERSTOLP, p., 2004. Introduction to Greywater Management. EcoSanRes Publications Series, Report 2004-4. SASSE, L., 1998. DEWATS. Decentralised wastewater treatment in developmg countries. SCHONNING, c ., and STENSTROM, T.A., 2004. Guidelines on the use o flỉrm e and /aeces in Ecological Sanitation Systems. EcoSanRes Publications SeriesReport 2004-1. VACILENCO, A. I., 1974. Small sewage Treatment Faciỉities. Kiev, 1974. WHITTINGTON, D., T.LAURIA, D„ M.WRIGHT, A„ CHOE, K., HUGHES, J„ SWARNA, V. Household Demand fo r Improved Sanitation Service: A Case Study o f Kumasi, Ghana. Water and sanitation Report 3. WILDERER, p., 2000. Decentralised versus centralised wastewater treatment Proccedings from EURO Summer School, Wageningen, The Netherlands, Pof. Wilderer, Dr, University o f Munchen, Germany, June 2000.


7

KỸ THUẬT XỬ LÝ BÙN CẶN TRONG ĐIỂU KIỆN T ự NHIÊN

7.1. GIỚI THIỆU Bùn dư tạo thành từ các quá trình xử lý hóa học và sinh học nước thải cần được tiếp tục xừ lý trước khi chôn lấp hoặc tái sử dụng trong nông nghiệp. Các biện pháp xử lý bùn cặn truyền thống thường được áp dụng như khử nước làm giảm khối lượng bùn cặn, tăng thành phần khô của bùn và do đó giảm thiểu chi phí quản lý và vận chuyển. Các phương pháp này đều có khả năng xừ lý bùn tốt, nhưng cũng đòi hỏi cao về yêu cầu vận hành cũng như mức độ phức tạp về công nghệ, các yêu cầu về cơ sơ hạ tầng và kv năng vận hành. Bảng 7.1 nêu các phương pháp xử lý làm khô bùn cặn được ứng dụng nhiều trong thực tế. Ba hệ thống tách nước từ bùn nêu đầu tiên có khả năng tạo ra bùn cặn với hàm lượng chất khô tương tự nhau. Nói chung, các hệ thống này đêu yêu cầu bổ sung thêm các hóa chất (ví dụ: chất trợ keo tụ và/hoặc chất điện ly cao phân tử), nguồn nãng lượng cung cấp và cán bộ vận hành có chuyên môn. Hai hệ thống nêu sau được xem là các giải pháp c ô n g n gh ệ thấp vì tiêu thụ ít năng lư ợ n g và khá đơn íỉiản trong x â y dựng và vận

hành. Các bãi làm khô và bãi trồng cây dùng để xử lý v à t á c h nước từ bùn cũng có thể làm ổn định, thậm chí còn khoáng hóa bùn, và tạo ra sản phâm có thế chôn lấp hoặc sử dụng cho mục đích nông nghiệp một cách hợp vệ sinh. Hơn nữa. nước được tách khỏi bùn, thấm qua các lớp bùn đã khoáng hóa và thoát ra từ íiáy bãi lọc nên các hệ thống này có khả năng xử lý với hiệu suất khử COD và BOD cao đến 60%, nitrat hóa đến 80% và giảm các khuẩn đường ruột từ 2 đến 3 lần [Heinss và Koottatep, 1998]. B ả n g 7.1. K h ả năng tách nước củ a m ột sỏ hệ thống xứ lý bùn cặn Phư ơng pháp tá c h n ư ớ c % Chất khô

L ọc ép

M á y ly tâ m 23 ( 1 5 - 2 0 a)

b ã n g tải 2 4 ( 1 5 - 2 0 b)

L ọ c ép 32

Bài làm

B ã i t r ồ n g c â y tá c h

kh ô bùn

niró c bù n

10h

3 0 -4 0

a Giá trị th ông thườníí b Giá trị phụ thuộc vào thời gian xứ lý

Nguồn: trích

dẫn từ Nielsen, 2003

7.1.1. Các loại bùn và định nghĩa Bùn cặn là sản phẩm phụ nửa ran được tạo thành từ quá trình xử lý nước thải. Bùn cặn chứa các hợp chất được khử từ nước thải và những hợp chất được bổ sung trong quá 213


trình xử lý. Bùn cặn phát sinh từ các công đoạn trong dây chuyền xử lý nước thải bao gồm bùn sơ cấp và bùn thứ cấp. Hai loại bùn này có các đặc tính khác nhau do sự khác nhau về bản chất của các thành phần chất rắn trong bùn. Bùn sơ cấp tạo ra từ quá trình xử lý sơ cấp, ví dụ như từ bể lắng được thiết kế để oại bỏ các hạt vô cơ (cát hoặc đá vụn) cũng như một số các hạt keo và chất vô cơ đậm đặc có thể kết tủa từ nước thải chưa xừ lý. Hàm lượng và thành phần của bùn sơ cấp phụ thuộc vào công suất bể lắng, chế độ thủy lực và chất lượng nước thải đầu vào. Bùn thứ cấp tạo ra từ quá trình xừ lý thứ cấp (sinh học) và do sự chuyển hóa của các họp chất hữu cơ và các chất dinh dưỡng vào sinh khối và các vi sinh vật. Bùn thứ cấp cũng có thể chứa chất rắn không loại bỏ được trong quá trình xử lý sơ cấp. Hàm lương và tính chất của bùn thay đổi phụ thuộc quá trình được sử dụng, hiệu suất của quá trình xử lý sơ cấp và nồng độ các chất hữu cơ trong nước cũng như các điều kiện khí hậu địa phương. Nói chung, bùn thứ cấp có hàm lượng chất hữu cơ cao, tỷ trọng khá thấp do ;ác hạt kết bông và hàm lượng các chất rắn vô cơ thấp. Với các đặc điểm nêu trên bùn :hứ cấp thường khó xử lý hơn. Bùn kết hợp tạo ra từ hệ thống xử lý nước thải không sử dụng quá trình lắng sơ :ấp có đặc điểm kết hợp của bùn sơ cấp và bùn thứ cấp. Việc xử lý bùn kết hợp thường Lhó vì tính chất của bùn rất khác nhau, do đó không có quy chuẩn cho việc xử lý. Bùn hóa học là sản phẩm của các quá trình xử lý hóa học nước thải, chứa muối, chất điện ly đa phân từ và các chất hóa học sử dụng để tăng cường khả năng loại bỏ chất rắr và lắng các chất dinh dưỡng. Đặc điểm của bùn hóa học phụ thuộc thành phần các chất trợ teo dùng trong quá trình xử lý, chất lượng nước xử lý và các thông số vận hành của trạm. 7.1.2. Tính chất của bùn cặn

Các đặc tính cơ bản của bùn có thể được biểu thị theo các tính chất vật lý, hóa học và sinh học. Các tính chất vật lỷ bao gồm hàm lượng chất rắn, chất rắn dễ bay hơi và phân bố kích thước hạt. Hàm lượng chất rắn là trọng lượng khô của các chất rắn trên tổng trcng lượng của bùn. Chất rắn dễ bay hơi (volatile solid - VS) biểu thị hàm lượng chất hữu cơ trong bùn, được xác định bàng phương pháp phân tích trọng lượng, v s được xác đnh theo độ chênh lệch giữa trọng lượng khô của mẫu bùn với trọng lượng của mẫu sau chi nung ở nhiệt độ 550°c để làm bay hơi các chất hữu cơ. Phân bố kích thước hạt biểu :hị kích thước của các thành phần hạt trong bùn, thông sổ này liên quan tới khả năng tiữ nước của bùn. Các tính chất hóa học chủ yếu phụ thuộc vào nguồn gốc nước thải; các tính chất hóa học biểu thị sự có mặt của các họp chất hóa học trong bùn và khả năng tái sử dụng bin sau khi đã được ổn định. Các thông sổ chung được phân tích là mùi, hàm lượng clất 214


hữu cơ và kim loại. Nếu bùn được dùng cho mục đích tái sử dụng thì nên đánh giá thêm các thành phần nitơ, phốt pho, kim loại điển hình và chất độc hại có thể có để đảm bảo các sản phẩm cuối cùng phù họrp với các quy định của địa phương. Các tính chất sinh học biểu thị sự có mặt các vi khuẩn, mầm bệnh trong bùn. Quá trình xác định này rất tốn kém và khó thực hiện vì nó liên quan đến việc nhận dạng virut, vi khuẩn, sinh vật đon bào và giun sán có thể gây bệnh. Nếu bùn được dùng cho mục đích tái sử dụng thì việc đánh giá các mầm bệnh cần phải thực hiện. Việc xử lý bùn rất cần thiết cho sức khỏe, môi trường và kinh tế. Bùn có thể là mối nguy hại nghiêm trọng đến sức khỏe vì nó chứa rất nhiều mầm mệnh và các chất nguy hại có thể ảnh hưởng đến cộng đồng. Bùn chưa xử lý tạo ra mùi khó chịu và là nguồn gốc của các sinh vật gây bệnh. Do đó, cần phải khống chế các mầm bệnh và kiểm soát các thành phần ô nhiễm cỏ trong bùn. Làm giảm thể tích bùn là biện pháp cần thiết nhằm giảm chi phí và giúp cho việc tái sử dụng trở nên có hiệu quả kinh tế. 7.1.3. Các dạng trong tự• nhiên • o hệ• thong o xử iý V bùn cặn • o điều kiện •

Các mức độ xử lý có thể được biểu thị thông qua mức nồng độ chất rắn của bùn. Việc cô đặc bùn chủ yếu được tiến hành tại chỗ, thông thường bằng hệ thống kỳ thuật để loại bỏ một phần chất lỏng và tăng nồng độ chất rắn lên khoảng 5%; bùn vẫn giữ “tính chất của chất lỏng” của nó. Việc tách nước khỏi bùn cặn được thực hiện nhằm loại bỏ nước và tăng nồng độ chất rắn lên tối thiểu là 20%. Bùn khô có hàm lượng nước rất thấp, tùy theo phương pháp xử lý được chọn và đặc điểm bùn, có thể khừ được 100 % nước. Quá trình ổn định bùn cặn chuyển hóa sinh học các chất rắn thành các sản phẩm không chứa tế bào sống. Các hệ thống xử lý bùn tự nhiên có thể nâng cao chất lượng của sản phẩm, giảm các nhược điểm tiềm ẩn của bùn và tạo ra một thành phẩm có thể tái sử dụng an toàn. Các hệ thống này bao gồm: bãi làm khô; ủ phân; xử lý bàng đất; bãi trồng sậy; hồ làm khô bùn và ổn định bàng vôi.

Bãi làm khô bùn Các bãi làm khô bùn được xây dựng trên các lớp cát lọc đã được ứng dụng trong vài thập kỷ; dạng công trình này được coi là dễ áp dụng, thiết kế đơn giản và có thể tạo ra sản phẩm bùn khô ổn định [WEF, 2003]. Các bãi làm khô bùn được áp dụng cho những cơ sở nhỏ và có thể sử dụng trong hầu hết các điều kiện khí hậu. Mặc dù cần có diện tích lớn và nhiều lao động, nhưng bãi làm khô bùn rất kinh tế đối với những nơi có điều kiện đáp ứng về đất đai và lao động. Bùn chủ yếu được tách nước bằng thấm, thoát nước và bay hơi nước; nước được tách khỏi bùn bằng trọng lực, thấm qua cát xuống đáy hố, được thu gom và thoát ra khói bãi làm khô bằng hệ thống ống ngầm. Lượng nước không thấm được sẽ tạo thành lớp váng phủ trên bề mặt có thể được bay hơi. Bùn sẽ tích tụ tại lớp trên cùng của bãi làm khô với hàm lượng chất khô khoảng 10% [WEF, 2003], tùy theo thời gian của quá trình làm khô bùn. Trên hình 7.1 mô tả cấu tạo điển hình cùa bãi làm khô bùn. 215


Hình

7 .1.

Bãi làm khô bùn.

Thành bao quanh bãi làm khô bùn phải đảm báo có chiều cao dự trừ đủ lớn (0,5 0,9 m). Lóp đáy bao gồm sỏi thô (đường kính 3 25 mm), có độ dày từ 200 đến 500 mm, phủ trên hệ thống ống thu nước. Phía trên lóp sỏi được phủ một lớp vải địa kỹ thuật nhằm ngăn chặn khả năng trôi cát; tầng trên cùng là cát sạch, cứng, bền, dày từ 200 đến 500 mm, cỡ hạt từ 0,3 0,8 mm với hệ số đồng nhất nên lấy bàng khoảng 3,5 nhưng không lớn hơn 4.0. Hệ thống thoát nước gồm các ống (khoan lỗ) có đường kính nhỏ nhất là 110 mm bằng vật liệu trơ (sành, PVC, v.v.) và được đặt ngang qua hố với độ dốc tối thiểu là 1% để dễ dàng thu và tháo nước nhanh chóng. Bùn được bơm hoặc vận chuyền đến hố làm khô phải được phân phối đồng đều trên bề mặt và làm đầy bài. Một hệ thống bãi làm khô bùn điển hình thường được thiết kế thành các đơn nguyên. Bùn được cấp theo trình tự kế tiếp vào các đơn nguyên để tạo khoảng thời gian đảm bào cho việc tháo nước và làm khô bùn có hiệu quả. số lượng và kích thước bãi phụ thuộc vào công suất của hệ thống xử lý nước thải, đặc tính lý hóa của bùn và điều kiện khí hậu vùng. Trong quá trình tách nước, khi bùn được rài lên bê mặt bài và khi nước dược tháo cạn, độ ẩm trong bùn giảm làm chết các mầm bệnh trong bùn. Ket quả kiểm chứng tiến hành tại bãi làm khô bùn Ouarzazate, Morocco [Xanthoulis, 1996] với độ dày lóp bùn nén là 400 mm cho thấy trứng các loại sinh vật ký sinh hoàn toàn biến mất khỏi bùn sau 8 tháng (Hình 7.2).

Sản xuất phân bón Việc xử lý bùn thành phân bón là một quá trình hiếu khí mà các chất rắn hữu cơ bị phân húy sinh học thành cacbon điôxit và nước [IWA, 2006] và kết quả là tạo ra một nguyên liệu ổn định (phân bón) có thể được dùng làm chất bổ sung cho dất trồng phục vụ nông nghiệp. Phản ứng xảy ra trong quá trinh xử lý bùn thành phân bón sinh ra nhiệt tương đối cao. cần duy tri nhiệt độ này trong suốt quá trình ù nhằm đàm bảo chất lượng tốt cho sán phẩm phân bón. Sản xuất phân bón là một hinh thức xử lý ổn định bùn đồng thời tạo ra nguyên liệu hữu dụng và giám mầm bệnh. Sản xuất phân bón đòi hỏi một số công đoạn chuẩn bị và nhiều nhân công. Vì bùn có độ ẩm cao, nên trước khi quá trình xừ 216


lý thành phân bón được thực hiện cần tiến hành tách nước khỏi bùn và bảo quản băng cách thêm các phụ gia (phoi gỗ, rơm, chất thải hữu cơ rắn, v.v...) để tăng tỷ lệ chất rắn của bùn lên ít nhất 35% [Bộ môi trường và năng lượng, Đan Mạch 1996]. Quan hệ giữa số lượng trứng giun đũa và độ ẩm

Hình 7.2. Quan hệ về sự thay đổi giữa độ ầm và sổ lượng trimg giun đũa trong bùn. Phương pháp ủ phân bón phổ biến nhất là ủ hiếu khí theo luống cố định, đảo luống và hệ thống khép kín. Các luống hiếu khí cố định là những đống bùn có chiều cao 2,0 m và việc làm thoáng được tiến hành bằng cấp khí qua các ống đặt dưới đáy dọc theo luống. Việc ù phân bón yêu cầu các bước xử lý sơ bộ bùn, công trình và các thiết bị. Để duy trì độ xốp tốt và làm không khí lưu thông dễ dàng, cần phù một lớp phoi bào xốp giữa hệ thống thông gió và bùn. Không khí được thoi vào theo từng đợt để tránh làm giảm nhiệt độ bùn, ảnh hưởng đến hiệu quả ủ phân bón. Tương tự, đào luống là hình thức ủ bùn thành các luống có chiều cao từ 1,0 đến 2,0 m được bảo quản, nhưng việc làm thoáng được thực hiện bằng cách đảo trộn bùn trong luống [Crites và cs, Ỉ006]. Các phương pháp ủ này thường tạo ra mùi khó chịu. Hệ thống khép kín là những khoang ủ khép kín, được sử dụng để khấc phục các điều kiện khí hậu không thuận lợi và tối ưu hóa việc kiểm soát các thông số vận hành quá trình ù phân bón. Tùy theo điều kiện khí hậu cũng như các đặc tính của bùn và phương pháp ủ được áp dụng, quá trình này thường kéo dài từ 4 đến 8 tuần. Sau khi bùn được ổn định, cầncó thời gian lưu trừ thêm để bùn đủ chín và khô. Thời gian lưu trữ có liên quan đến vấn đề kinh tế và công tác vận hành; thời gian lưu trừ càng lâu đòi hỏi diện tích đất sử dụng cho việc ủ phân bón càng lớn.

Xử lý bằng đẩí Xử lý bàng đất được thực hiện bằng cách phù bùn (lỏng, đã tách nước hoặc khô) trên b ề m ặt đất h o ặc ch ô n đ ể sử dụ n g tron g n ô n g n g h iệp và cho mục đích trồng h o ặ c khôi 217


phục rừng. Việc phủ bùn bề mặt thường được tiến hành bằng cách phun bùn lỏng dưcri áp lực trải lên bề mặt đất và thoát nước vào rãnh. Bùn đã tách nước có thể được chôn hoặc cày lấp trong đất. Bùn khô có thể đựng trong túi hoặc chất thành đống và trải lên bề mặt bàng máy hoặc bằng thủ công. Sử dụng bùn bón đất trong nông nghiệp có thể giảm lượng phân bón và nâng cao chất lượng đất trồng. Các địa phương thường đưa ra các điều luật quy định về việc s ử dụng bùn cho đất nông nghiệp; nhìn chung, các điều luật này thường giới hạn nồng đ ộ cho phép của các kim loại trong bùn và các mầm bệnh cũng như nồng độ chất hữu C 'ơ nhằm bảo vệ nguồn nước ngầm. Đối với việc sử dụng bùn bón đất, vì nồng độ chất dinỉi dưỡng trong bùn đã tách nước và bùn khô thấp hơn nên nếu được phép, bùn lỏng có thể được sử dụng nhiều hơn.

Tách nước và khoáng hóa bùn bằng bãi trồng sậy Các bãi làm khô được trồng cây có thể được áp dụng như một công nghệ tách bùn nước, góp phần nâng cao hiệu quả tách nước trong bùn đồng thời tạo ra sản phẩm khoáng hóa có thể dùng để bổ sung cho đất và là nguồn dinh dưỡng tiềm năng cho nông nghiệp. Từ kết quả nghiên cứu ở một số quốc gia, một số giải pháp công nghệ cho hệ thống tách nước bằng cách trồng cây đã được đề xuất. Đặc điểm chung của các công nghệ này là sử dụng kết họp cây và các vật liệu cát sỏi để tách nước và ổn định bùn. Thông thường, loại cây được chọn cho hệ thống này là cây sậy (Phragmites australis), các thực vật đầm lầy khác cũng có thể được sử dụng. Các kinh nghiệm thu được tại Đức cho thấy việc sử dụng các bãi trồng cỏ được gọi là bãi mùn cũng đạt được hiệu quả tách nước và ổn định bùn cao [Pabsch, 2004]. Bãi trồng sậy tách nước và khoáng hóa bùn thường được thiết kế bao gồm các đơn nguyên rải sỏi, trồng thực vật, bùn được trải đều trên bề mặt. Thực vật, đất, năng lượng mặt trời và trọng lực tách các chất rắn và chất lỏng khỏi bùn. Tỷ lệ chất rắn của bùn giữ nguyên trên bề mặt bãi trong khi nước được thoát đi và thấm xuống qua lớp sỏi. Sau mỗi lần rải bùn là giai đoạn tách nước được thực hiện trước khi một lớp bùn mới được phủ tiếp trên lóp bùn đã tách nước. Các quá trình này tiếp tục được thực hiện tới khi lấp đầy bãi bằng bùn đã tách nước và được làm sạch bãi (sau khoảng 10 năm). Nước thoát từ bùn thấm qua cát và sỏi; điều kiện hiểu khí trong lớp lọc không bão hòa và khả năng lọc của các vật liệu làm giảm nồng độ chất ô nhiễm và nước được quay vòng xử lý tại trạm XLNT. Quá trình tách nước xảy ra khi nước thoát khỏi bùn bằng trọng lực. Quá trình tách nước tiếp theo liên quan đến việc thoát nước qua các mạch dẫn. Kết quả là khối lượng bùn giảm do mất nước (thoát nước và sự thoát-bốc hơi nước) và khoáng hóa của các chất hữu cơ trong bùn làm bùn trở thành nguyên liệu đồng nhất và an toàn. Quá trình tách nước của bùn được thực hiện tốt hơn khi có trồng thực vật. Sự phát triển liên tục 218


của cây sậy và tác động cơ học tổng thể của gió trên thân cây tạo các đường dẫn thoát nước mới, làm tăng khả năng thoát nước và hạn chế các hiện t��ợng bít kín (Hình 7.3). Thiết kế và biện pháp vận hành hệ thống phụ thuộc một số yếu tố bao gồm các đặc điểm và đặc tính lý, hóa, sinh học của bùn. Các yếu tố khác bao gồm điều kiện khí hậu trong vùng, khối lượng bùn cần xử lý, yêu cầu xả nước, mục đích sử dụng cuối cùng của bùn và các quy định trong vùng về những loại hệ thống này.

Hình 7.3. Tác dụng cùa thực vật trên bề mặt bãi trồng sậy và khoáng hóa bùn. Trên hình 7.4 mô tả cấu tạo hệ thống điển hình. Bãi được thiết kế có lót đáy chống thấm, thực vật và các lớp sỏi, cát và đất, hệ thống phân phối, hệ thống thoát nước và một hệ thống thông gió nhàm duy trì luồng khí dưới đáy nền và các lớp vật liệu. Các hệ thống càn được thiết kế thành các đơn nguyên (ít nhất là tám) để có thể thực hiện tải bùn luân phiên và có đủ thời gian giữa các lần tải nhằm đảm bảo cho các quá trình lý hóa và - sinh học có thể diễn ra, tránh bít kín. Mỗi đơn nguyên cần thực hiện giải phóng sau một thời gian hoạt động khoảng 10 năm, sau đỏ có thể được tải lại [Nielsen, 2003]. ổng phánphối bủn

Hình 7 .4 . C ẩ u tạ o h ệ t h ố n g b ã i t r ồ n g s ậ y k h o á n g h ó a b ù n . 219


Có ba giai đoạn vận hành hệ thống trồng sậy. Trong giai đoạn khởi động (khoảng hai năm), bùn nên được tải ít hơn so với thiết kế. Sau giai đoạn khởi động, thực vật phát triển đầy đù và có thể tải theo công suất thiết kế. Giai đoạn thứ ba (sau khoảng tám năm hoạt động), bùn đã tách nước được lấy đi khỏi bãi. Các đơn nguyên cần được lấy bun (có thể là hai năm cuối trong số tám năm) sẽ dừng tải bùn trong giai đoạn khô của mua hè nhằm tăng tối đa hàm lượng chất khô của bùn. Sau đó bùn được lấy lần lượt từ cac đơn nguyên; tùy theo nhu cầu và số lượng các đơn nguyên, giai đoạn này có thể kéo dài khoảng bốn năm. Khi bãi đã được dọn sạch bùn thì tiếp tục thực hiện giai đoạn khcri động mới (Hình 7.5). Việc xây dựng và hoạt động của các bãi trồng sậy không tốn kém và không đòi hỏi nhân lực có trình độ cao; bãi trồng sậy có thể xử lý được các loại bun với các đặc tính khác nhau.

Hình 7.5. Tài bùn vào bãi sậy trong giai đoạn khới động. P h í a s a u là m ộ t đ ơ n n g u y ê n đ ể t r ổ n g v à c á c đ ơ n n g u y ê n c ó c â y t r ồ n g đ ã p h á t tr iể n h o à n to à n

Những hệ thống trồng sậy này được sử dụng rộng rãi và thành công tại các khu vrc có khí hậu ôn hòa.Tuy nhiên, các ứng dụng trong vùng nhiệt đới và cận nhiệt đới khôtg phổ biến như vậy, do đó có rất ít thông tin. Những hệ thống này có khả năng đạt hiéu quả cao hơn trong thời tiết ấm, do nhiệt độ ổn định và ôn hòa có thể kích thích quá trìih sinh học và tránh những thay đổi ảnh hường đến những quá trình này.

Hồ làm khô bùn Trong hồ làm khô bùn, bùn từ quá trình xừ lý nước thải được lưu trữ đồng thời, tách nước và làm khô (Hình 7.6). Bằng lắng trọng lực, tách nước chảy tràn, các thành phin chất rắn trong bùn được lưu và nén trong hồ. Quá trình yêu cầu thời gian lưu trừ bin khá lâu. Các thành phần chất rắn đọng lại đáy hồ, phần nước trên bề mặt hồ được thoit 220


ra liên tục hoặc theo từng đợt. Nước thoát ra được đưa trở lại TXLNT để xử lý. Khi chiều cao lóp bùn lắng đọng đạt độ cao nhất định thì hồ được thoát, nước và chất rắn được làm khô [Peavy và các cs. 1986]. Bùn khô được lấy khởi hồ để tái sử dụng hoặc thải bỏ. Bùn cán xử lý

Tách nước bé mặt

Hình 7.6. Mặt cắt dọc hồ làm khô bùn. Hồ làm khô bùn cần được thiết kế chống thấm (nước thấm có thể làm ô nhiễm nguồn nước ngầm), có thể lưu trữ lượng bùn lớn và có các điều kiện thủy lực đảm bảo bùn lắng được dễ dàng. Vì trong quá trình vận hành cần có giai đoạn dừng tải bùn để làm khô bùn đã lắng nên hồ làm khô bùn cần được được thiết kế theo nhiều đơn nguyên, số lượng và kích thước các đơn nguyên được xác định tuỳ theo đặc điểm, khối lượng bùn và điều kiện khí hậu tại khu vực xây dựng.

Ôn định bùn bằng vôi Sử dụng vôi để ổn định bùn sẽ kiểm soát được mùi và loại bò vi khuẩn. Hơn nữa, ổn định hóa học sẽ làm tăng khả năng tách nước và xử lý bùn hiệu quả hơn. Các chất kiềm (như vôi) được bổ sung để tăng độ pH nhàm vô hiệu hóa khả năng hoạt động của các vi sinh vật do đó hạn chế tạo mùi và ngăn cản sự phát triổn của các vi sinh vật truyền bệnh. Ngoài ra, vôi có thể đóng vai trò như một tác nhân keo tụ làm tăng cường khả năng tách nước của bùn. Một số lưu ý về thiết kế bao gồm đặc điểm và khối lượng bùn, thời gian tiếp xúc, độ pH, nhiệt độ, loại chất kiềm dùng cho quá trình ổn định, phương pháp pha trộn. Vôi có thể được bổ sung vào dưới dạng chất lỏng hoặc dùng vôi khô ở dạng viên, bột. Liều lượng chất hoá học phụ thuộc vào hệ thống nạp liệu, khối lượng và đặc điểm của vôi và chất lượng vôi theo yêu cầu. cần thực hiện công tác kiểm tra liên tục để xác định và điều chinh liều lượng vôi và tối ưu hoá chất lượng bùn. 7.1.4. Các lưu ý về điều kiện khí hậu và yêu cầu vận hành

Do hệ thống được vận hành theo nguyên tắc xừ lý bùn bằng quá trình kéo dài, kích thước bề mặt yêu cầu cho xử lý phụ thuộc vào điều kiện khí hậu của khu vực thực hiện nên cần có các biện pháp vận hành phù hợp với điều kiện khí hậu để tối ưu hoá chất lượng của bùn sau xử lý. 221


7.2. CÁC LƯU Ý VỂ THIẾT KÊ HỆ THỐNG 7.2.1. C hất lượng và đặc tính của bùn

Thu gom và xử lý bùn là một trong những công tác tốn kém nhất trong xử lý nước thải. Hơn nữa, việc thu gom và tái sử dụng bùn trong các hoạt động nông nghiệp đang ngày càng bị hạn chế bởi các quy định và kiểm soát về loại bỏ và tái sừ dụng nguyên liệu sinh học. Do đó, cần phải xử lý và bảo quản bùn thích họp khi thiết kế và vận hành hệ thống xử lý nước thải. Bùn cặn phát sinh từ các công đoạn xử lý nước thải bao gồm chất rắn lơ lửng và các chất khác có trong nước thải, các thành phần có trong bùn phụ thuộc nguồn gốc nước thải. Ngoài các vi sinh vật được sử dụng trong quá trình xử lý sinh học (bùn hoạt tính), trong bùn còn có các chất hoá học được bổ sung trong các công đoạn xử lý nước thải. Việc tính toán lượng bùn phát sinh từ TXLNT cần được thực hiện theo nguyên tắc cân bằng khối lượng chất rắn trong tất cả các công đoạn vận hành của TXLNT. Cân bằng khối lượng phải bao gồm các biến đổi trong quá trình ảnh hưởng đến tổng lượng chẩt rắn. Các tham số cần tính toán bao gồm BOD 5, tổng lượng chất rắn lơ lửng, lưu lượng, các dòng tuần hoàn, cân bằng nitơ và phôtpho, các chất hoá học bổ sung trong quá trình xử lý. Rất khó tính toán cân bằng khối lượng bùn trong giai đoạn thiết kế và cần phải có điều chỉnh khi nhà máy bắt đầu hoạt động. Theo Spinosa L. và Vesilind p. A. (2002), lượng bùn phát sinh từ nước thải sinh hoạt được ước tính khoảng 0,25 kg/m3 nước thải đã xử lý. Có thể tham khảo thêm chi tiết các thành phần trong tài liệu [Metcalf và Eddy, 2002]. Đặc điểm của bùn thay đổi theo từng địa điểm. Lượng bùn phụ thuộc vị trí phát sinh trong dây chuyền XLNT (sơ cấp hoặc thứ cấp, xem bảng 7.2), công nghệ sử dụng cho việc xử lý và quy trình vận hành, loại nước thải (phần trăm nước thải công nghiệp), chất tạo kết tủa và chất làm keo tụ dùng trong quá trình xử lý, các điều kiện khí hậu vùng và chế độ vận hành thuỷ lực. Bảng 7.2. Các đặc tính của bùn sơ cấp và thứ cấp

N g u ồ n : từ WEF, 2003 222

Tính theo nồng độ chất khô 2,0 - 8,0 6 0 -8 0

Tính theo nồng độ chất khô

■I-

00 0

Tổng chất rắn (TS), % Tổng chất rắn bay hơi, % Dầu mỡ, % Phốt pho, % Chất đạm, % Xenluloza, % Nitơ, % pH

Bùn thứ cấp

0

Các chi tiêu

Bùn sơ cấp

0,8 - 2,8

2 0 -3 0 8 -1 5 1 ,5 -4 ,0 5,0 - 8,0

0 ,4 - 1,2 6 0 -8 5 5-12 1,5 ^ 3,0 3 2 -4 0 2,4 H- 7,0 6,5 - 8,0


Khối lượng phát sinh và đặc tính của bùn phụ thuộc cơ bản vào loại và hiệu suât của quá trình xử lý nước thải. Có thể ước tính lượng chất rắn dựa trên khối lượng khô đối với bùn sơ cấp theo công thức sau:

M sc =

£ X TSS X Q

(7 .1 )

Trong đó: Msc - tổng khối lượng chất khô trong bùn sơ cấp (kg/ngđ); £ - hiệu suất của quá trình xử lý sơ cấp; TSS - tổng lượng chất lơ lửng trong nước thải (kg/m3); Q - lưu lượng (m 3/ngđ). Lượng sinh khối phát sinh từ công đoạn xử lý bậc hai có thể được ước tính theo công thức:

M l c= y * B O D ỉ xQ

(7.2)

Trong đó: M lc - tổng khối lượng chất khô trong bùn thứ cấp (kg/ngđ); y - hệ kể tới lượng BOD 5 được chuyển hóa thành sinh khối (kg/kg); BOD ị - lượng BOD 5 được loại bỏ trong quá trình xử lý bậc hai (kg/m3); ộ - lưu lượng (m 3/ngđ). 7.2.2. Lựa chọn mức độ xử lý Hệ thống xử lý cần đảm bảo khả năng vận hành linh hoạt đáp ứng với khối lượng bùn phát sinh, đảm bảo xử lý được lượng bùn cao nhất có thể phát sinh và không thường xuyên sử dụng toàn bộ công suất. Hệ thống cần duy tri đuợc hiệu suất xử lý để bùn sau khi ổn định c ó giá trị sừ d ụ n g v à v iệ c thài bùn khồng g â y nèn các vấn đ ề liê n quan tới

kinh tế và môi trường. Phát sinh mùi là một trong những vấn đề thường gập, vì vậy, cần có các biện pháp kiểm soát hoặc cách ly trạm xử lý. Công nghệ xử lý bùn cần được lựa chọn theo mức độ xử lý cần thiết. 7.2.3. Lựa chọn địa điểm Các hệ thống xử lý bùn vì lý do môi trường và kinh tế thường nằm trong hoặc gần hệ thống xử lý nước thải. Một số hệ thống xử lý bùn được thiết kế để xử lý bùn tạo ra từ nhiều nhà máy xử lý nước thải và vị trí của chúng ảnh hưởng lớn đến chi phí vận chuyển bùn. 7.2.4. Tái sử dụng bùn Không được thải bùn chưa xử lý ra môi trường vì chúng có nguy cơ truyền bệnh từ các mầm bệnh có trong bùn. Ngay cả khi bùn đã được xử lý và ổn định sinh học cũng 223


cần tiến hàíih xử lý bổ sung trước khi bùn được tái sử dụng hoặc thải bỏ. Nếu có các thành phần kim loại và hợp chất độc hại thì bùn không thích họp để tái sử dụng, cũng không được chuyển đến các bãi thải (ví dụ: bãi chôn lấp, lò đốt rác). Việc xử lý triệt để bùn phụ thuộc vào các yêu cầu và quy định về xử lý chất thải, ứng dụng phổ biến nhất nhằm tái sừ dụng bùn là làm đất san lấp mặt bằng (thải bỏ vào đất) và sử dụng bùn đã xử lý để sản xuất phân bón (xem mục 7.1.3). Sừ dụng bùn bón đất phục vụ nông nghiệp là việc thải bùn với tỷ lệ có lợi cho cây trồng. Tỷ lệ bón bùn phụ thuộc vào nhu cầu dinh dưỡng của thực vật (trồng cỏ cho súc vật hoặc trồng rừng), đất đai và tác động có thể xảy ra đối với hệ sinh thái khu vực. Phân bón sản xuất từ bùn đã được ứng dụng thành công trong nông nghiệp, trồng vườn và quản lý rừng. Phân bón cung cấp dưỡng chất cho đất; do có thành phần các bon hữu cơ cao nên phân bón tốt cho cấu trúc đất nhờ tăng sự thông khí cho đất, tăng cường thấm nước và phát triển rễ cây. Trước khi sử dụng, phân bón được sản xuất từ bùn cần được phân tích để kiểm tra mầm bệnh có thể gây hại cho nông dân khi tiếp xúc với bùn; tuy nhiên phân bón được coi là đã loại trừ được nguy hại này. vấn đề cần quan tâm khi sử dụng bùn được xử lý thành phân bón là sự có mặt của kim loại và hợp chất độc hại. Các mục đích tái sử dụng khác là sử dụng bùn để cải thiện môi trường (ví dụ: hầm mỏ, xây dựng đường cao tốc và lóp phủ bãi chôn lấp). Nếu nồng độ kim loại hoặc hợp chất độc hại hạn chế việc tái sử dụng bùn thì bùn cìn được chôn lấp hoặc được thiêu hủy. Bùn thải ở bãi chôn lấp có thể có nồng độ kim lcại cao và cần lưu ý khả năng gây ô nhiễm nguồn nước ngầm. Thiêu hủy bùn yêu cầu năng lượng nên gây tốn kém; nếu kim loại và họp chất độc hại có thể được bay hơi thi khí ;ừ lò-đốt phải được xử lý [Hammer M,J, 1995]. 7.2.5. Xử lý nước tách từ bùn Hàm lượng nước trong bùn thay đổi chủ yếu phụ thuộc vào loại bùn và quy trình ; ử lý. Mọi quy trình xử lý bùn đều tạo ra nước dư thừa. Nguồn gốc và đặc điểm của bun quyết định chất lượng nước. Nước tách từ bùn có thể chứa nồng độ chất ô nhiễm CIO cần được thu gom và xừ lý. Nếu hệ thống xử lý bùn đặt trong TXLN, giải pháp lý tưỞầg có thể là thu và bơm nước dư thừa trở lại điểm khởi đầu của dây truyền XLNT và tròn nước dư thừa với nước thải chưa xử lý. Nếu hệ thống xử lý bùn không tập trung thì cản xây trạm xử lý để xử lý lượng nước thoát ra. 7.2.6. Kiểm soát mùi Bùn phát sinh từ nước thải có mùi đặc trưng tùy theo loại bùn, mức độ xử lý bùn 'à điều kiện khí hậu trong vùng. Các sinh vật kỵ khí hầu hết đều phát sinh mùi; đè tráih mùi khó chịu, bùn cần được duy trì trong điều kiện hiếu khí, điều đó có nghĩa là việc )ừ 224


lý b ù n k h ô n g đ ư ợ c q u á tả i. P h ư ơ n g p h á p t h ụ đ ộ n g k h á c đ ê g i ả m t h i ê u t á c đ ộ n g đ ế n c ộ n g đ ồ n g là b ố t r í v ù n g c á c h ly c ó t r ồ n g c â y x a n h .

7.3. VỊ TRÍ VÀ THIẾT LẬP 7.3.1. Kích thước và sơ đồ hệ thống D i ệ n t í c h b ề m ặ t c ầ n t h i ế t , k í c h t h ư ớ c v à s ơ �� ồ h ệ t h ố n g p h ụ t h u ộ c q u y t r ì n h x ứ lv b ù n đ ư ợ c c h ọ n , l ư ợ n g v à l o ạ i b ù n đ ư ợ c x ử lý v à c á c đ i ề u k i ệ n k h í h ậ u t r o n g v ù n g .

7.3.2. Tác động môi trưÒTig G i ố n g n h ư m ọ i d ự á n k h á c , v i ệ c x â y d ự n g c ơ s ở x ứ lý b ù n y ê u c ầ u p h ả i n g h i ê n c ứ u tá c đ ộ n g v ề m ô i tr ư ờ n g . Đ ặ c tín h c ù a q u y tr ìn h c ó th ể g â y ra sự p h á n đ ố i c ủ a c ộ n g đ ồ n g , d o đ ó , c ộ n g đ ồ n g n ê n t h a m g ia v à o v iệ c đ á n h g iá tá c đ ộ n g m ô i tr ư ờ n g .

7.4. CHI PHÍ Theo Peavey và các cộng sự (1986), việc xây dựng cơ sớ bãi thải có thế chiếm từ 40 đ ế n 6 0 % c h i p h í x â y d ự n g c ủ a h ệ t h ố n g x ử lý n ư ớ c t h ả i . C ù n g v ớ i c h i p h í đ ầ u t ư , c á c c h i p h í v ậ n h à n h v à q u á n lý b ù n c ó t h ể c h i ế m 5 0 % t ố n g c h i p h í v ậ n h à n h T X L N T d o đ ó . ch i p h í n à y p h ả i đ ư ợ c tín h v à o tổ n g ch i p h í v ậ n h àn h .

7.4.1. Chi phí đầu tư C h i p h í đ ầ u tư b a o g ồ m ch i p hí th iế t k ế h ệ th ố n g v à chi phí n g u y ê n v ật liệu s ứ d ụ n g đ ế x â y d ự n g h ệ th ố n g . Vì chi phí th a y đ ổ i tù y th e o từ n g đ ịa đ iê m n ê n s ứ d ụ n g đ ơ n g iá đ ịa p h ư ơ n g v à p h â n tích th ô n g kê chì

v iệ c tín h to á n phái

t i ẻ t c u a tà t c a p h ụ

phí p h á t sin h

c h o to à n b ộ q u y trìn h ; k h ô n g n ê n áp d ụ n g m ứ c chi phí và p h ụ phí c ú a c ô n g trìn h tư ơ n g t ự đ ư ợ c x â y d ự n g tạ i đ ị a đ i ể m k h á c đ ể l ậ p d ự trù .

7.4.2. Chi phí vận hành và bảo dưỡng (O&M) C hi phí O & M

c ũ n g p h ụ t h u ộ c v à o đ i ề u k i ệ n k i n h tế đ ị a p h ư a n g . H ầ u h ế t c h i p h í

O & M c h o q u á n lý b ù n là c h i p h í n h â n l ự c l i ê n q u a n v à p h ụ t h u ộ c v à o c h i p h í n h â n c ô n g tạ i đ ị a p h ư ơ n g . V i ệ c v ậ n h à n h b a o g ồ m q u a n t r ẳ c c h ấ t l ư ợ n g v à k i ế m s o á t l ư u l ư ợ n g . V i ệ c b ả o d ư ờ n g b a o g ồ m b ả o d ư ỡ n g c ơ c ấ u t h ú y lự c v à b ơ m , h ạ n c h ế c ỏ d ạ i , k i ể m s o á t sâ u b ọ , đ ả m b à o tín h th â m m ỹ , b à n g h iệ u v à rào ch an .

TÀI LIỆU THAM KHÁO . CRITES, R., MIDDLEBROOKS, E.J„ and REED, s„ 2006. Natural was(ewater treatment svstems. Taylor and Francis, 552 p., Nevv York, USA. 225


• HAMMER, M. J., 1995. Water and waste technology. Prentice Hall 3rd ed., 547 p., New Jersey, USA. . HEINSS, u ., and KOPOTTATEP, T., 1998. ưse o f reed beds fo r faecal sludge dewatering: A synopsis o f reviewed literature and interim results o f pilot investigations xvith septage treatment in Bangkok, Thailand. (EAWAG), (SANDEC) and (AIT). . INTERNATIONAL WATER ASSOCIATION, 2006. Municipal wastewater management in developing countries: principals and engineering ed. Ụịang z . & Hense M., IWA publishing, 334 p., London,UK • METCALF and EDDY, 2002, Wastewater engineering, trecitment and rense, ed. Tchobanoglous G, Burton F., and Stensel D., 4thed. McGraw-Hill, 1848 p., London, UK. . MINISTRY OF ENVIRONMENT AND ENERGY, 1996. Catalogue o f alternaíive fo r the removal methods o f wastewater sludge (in Danish Katalog over alternative bortskaffelsesmetoder fo r spildevandsslam..). The Ministry of Environment, Denmark (0kologisk Byíòmyelse og Spildevandsrensning) No. 3. • NIELSEN s, 2003. Sludge treatment in wetland systems in proceedings o f l st international seminar on the use o f aquatic macrophytes fo r wastewater trehtment in consíructed wetlands, Lisboa 8 -10 May 2003. Ed. Dias, V. & Vymazal J., 151193 pp, Lisbon, Portugal. . PEAVY, H.S., ROWE, D.R., and TCHOBANOGLOUS, G„ 1986. Environmeníal engineering. McGraw-Hill, 699 pp, Singapore. • PABSCH H, 2004. Batch Humiỹication o f Sewage Sludge in Grass Beds DBU Gốttingen, Technical University o f Hamburg, Hamburg. (Doktor-Ingenieur dissertation). • SPINOSA, L., and VESILIND, P.A., 2002. Sludge into solids Processing, disposal and utilization. IWA publishing, 334 p., London, UK. • WATER ENVIRONMENT FEDERATION, 2003. Wastewater treatment plant design, ecl. • XANTHOULIS D. 1996. - Rapport de synthèse: Réutilisaíion des eaux usées à des fin s agricoỉes, Ouarzazate, Maroc. PNUD, FAO, MARA - Maroc,

226


TÁI SỬ DỤNG NƯỚC THẢI

8.1. TỔNG QUAN Việc thu hồi và tái sử dụng nước thải cho mục đích nông nghiệp (ví dụ như tưới tiêu), công nghiệp (làm nguội), sinh hoạt (xả xí, tiểu) hoặc cho đô thị (như việc tưới cây trong công viên) là cách tốt nhất cho việc bảo tồn và phát triển nguồn cấp nước, hình thức sử dụng nước này ngày càng được ứng dụng phổ biến trên thế giới (xem bảng 8 . 1). Mục đích chính của việc tái sử dụng nước thải là cung cấp thêm lượng nước cấp bằng cách kéo dài vòng tuần hoàn tự nhiên của nước để đảm bảo sự bền vững của chu trình nước trong tự nhiên và bảo vệ môi trường. Bảng 8.1. Các ứng dụng của việc tái sử dụng nước thải sau xử iý. P h ạ m vi tái s ử d ụ n g

Đ ô thị

N ô n g n g h iệp

C h o m ụ c đ íc h g iả i trí

Ví dụ ứng dụng

K h ô n g g ió i h ạ n p h ạ m vi s ử d ụ n g

T ư ớ i c â y t r o n g c ô n g v iê n , s â n c h ơ i th ê th a o , sâ n trư ờ n g , sân g ô n , n g h ĩa tra n g , k h u d ân cư , các v à n h đ a i x a n h , l à m t a n tu y ê t .

Hạn chẻ

T ư ớ i c h o c á c k h u v ự c v ớ i tâ n s u â t n h ò v à k h u v ự c c ó k i ề m soát.

M ụ c đ íc h k h á c

P hòng cháy chữa cháy, x ây d ự n g .

C h o cây n ô n g n g h iệp

T ư ớ i tiê u c h o c â y l ư ơ n g t h ự c v à c â y ă n q u ả .

C h o cây c ô n g n g h iệp v à c â y l ư ơ n g th ự c c h o g i a sú c

T ư ớ i c â y lư ơ n g t h ự c c h o g ia s ú c , c â y lấ y sợ i, h o a, g ie o m ầ m , c ò c h o g i a s ú c , v ư ờ n ư ơ m c â y g iố n g , đ ồ n g cò.

K h ô n g g iớ i h ạ n p h ạ m vi ứ n g d ụ n g

K h ô n g g iớ i h ạ n đ ỏ i v ớ i n h ữ n g m ụ c đ íc h c h o vui c h ơ i giải trí d ư ớ i n ư ớ c : a o h ồ p h ụ c v ụ m ụ c đ íc h b ơ i iội v à lư ớ t v á n .

H ạn chê

C â u c á , b ơ i t h u y ê n v à c á c h o ạ t đ ộ n g g iả i trí k h ô n g tiế p x ú c k h á c .

C ả i th iệ n m ô i trư ờ n g

C á c b ã i lọ c n h â n t ạ o , c á i t h i ệ n c á c bãi lọc tự n h i ê n , t ạ o th à n h c á c d ò n g c h à y .

B ô sung nguôn nước ngầm

B ô s u n g n g u ô n n ư ớ c n g â m đ ê c â p n ư ớ c c h o sin h h o ạ t, h ạ n c h ế s ự x â m n h ậ p c ủ a n ư ớ c m ặ n , k iể m so át h iện tư ợ n g su y g iả m m ự c n ư ớ c ngâm .

C ho công n g h iệp

C u n g c â p n ư ớ c c h o hệ th ô n g làm n g u ộ i, n ư ớ c câp c h o n ồ i h ơ i, c h o n h à v ệ s in h , c h o d ịc h v ụ g iặ t là, c h o h ệ t h ố n g đ iề u h ò a k h ô n g k hí.

C h o khu dân cư

P h ụ c v ụ c h o v iệ c c ọ r ử a , g i ặ t là, n h à v ệ s in h v à h ệ t h ố n g đ iề u h ò a k h ô n g k h í.

Tái

sử

dụng

H ò a trộ n v ớ i n ư ớ c c ấ p c h o s i n h h o ạ t.

làm nư ớ c c ấp

N g u ồ n : Asano và Levine, 1998

227


8.2. CÁC HÌNH THỨC TÁI s ử DỤNG

8.2.1. Tái sử dụng cho nông nghiệp Hình thức tái sử dụng chủ yếu của nước thải là phục vụ tưới tiêu cho nông nghiệp. Nước thải sau khi xử lý có khà năng sử dụng như phân bón do có chứa các chất như nitơ, phôtpho, kali, chất hữu cơ và một số các vi chất dinh dưỡng cần thiết cho cây trồng. Vì vậy, việc tái sứ dụng nước thải cho mục đích tưới tiêu trong nông ntỉhiệp sẽ cho mùa vụ thu hoạch tốt và dem lại lợi nhuận cho người canh tác [Xanthoulis, 1996].

Các thông số về chất lượng nước thải Các chi liêu anh hưởng tới sức khóe Có hai mối nguy hiểm gián tiếp và trực tiếp ánh hường tới sức khóe của con người khi sử dụng nước thải: 1. Sức khỏe và an toàn cúa người canh tác làm việc trên những cánh đồng hoặc cùa người dân sống quanh khu vực cánh đồng tiếp nhận nước thải đã xừ lý. 2. Nguy cơ từ những sản phẩm bị nhiễm bệnh do được trồng trên khu vực tiếp nhận nước thải tái sử dụng sau đó có thể làm cho con người hoặc vật nuôi bị nhiễm bệnh qua việc sử dụng hoặc tiếp xúc với các sản phẩm đó; hoặc gây bệnh cho con người một cách gián tiếp thông qua việc sử dụng thực phẩm từ vật nuôi được nuôi trên khu đất tiếp nhận nước thải tái sử dụng [WHO, 1989]. Hai dạng nhiễm bẩn đe dọa tới sức khỏe: 1. Khả năng tích tụ các chất độc (hữu cơ và vô cơ) cúa nước thài (ví dụ như: kim loại nặng, thuốc trừ sâu, hợp chất nitrat và một số các chất độc hại khác) trong cây trồng và khả năng bị nhiễm các chất độc dó thông qua thực phẩm được tưới nước thải có chứa các chất độc đó [FAO,1992]. 2. Các loại vi rút gây bệnh, vi khuẩn, động vật nguyên sinh và giun sán trong nước thài có khá năng tồn tại trong môi trường với thời gian lâu sẽ gây ánh hường tới sức khỏe của cộng đồng (xem bảng 8.2). Chi tiêu cơ bản nhất đề xác định sự tồn tại cùa các loại vi sinh vật trên trong nước thải tái sử dụng là các chỉ tiêu về

coliforms (Escherichia, Enterobacter, Klebsieila,

V.V..) v à c á c

lo ạ i t r ứ n g g i u n

sống trong ruột (Ascaris, Trichuris và giun móc).

Các chỉ tiêu có ý nghĩa trong nông nghiệp Đe đảm bảo chất lượng cùa cây trồng và mùa vụ, các đặc tính hóa lý của nước thái sau xử lý được tái sử dụng phải đáp ứng các yêu cầu của FAO [FAO, 2000]. Đối với nước thải tái sử dụ n g trong n ôn g n g h iệp thì chỉ c ó m ột vài chỉ tiêu cần đ ư ợ c xem xét:

Độ dần điện (EC) EC được tính bằng mmSiemen/cm hoặc deciSiemen/m ớ nhiệt độ 25°c, chi tiêu độ dần điện biểu thị tổng lượng chất ran và định tính được mức độ nhiễm mặn cùa đất. Hàm lượng các loại muối lớn quá sẽ làm giảm sản lượng cùa cây trồng. Sự tích lũy-các loại muối khoáng trong đất phụ thuộc vào chất lượng cùa nước tưới. Có hai loại độ dần điện: ECn là độ dẫn điện của nước tưới và ECđ là độ dẫn điện cùa đất bão hòa. 228


Ty lệ hấp thụ natri (SAR) Hàm lượng natri lớn sẽ có thể làm thay đổi cấu trúc vật lý của đất và ảnh hưởng tới tỷ lệ nước thấm qua đất (giảm khả năng thẩm thấu). Sự ảnh hưởng của natri còn liên quan tới hàm lượng canxi và magiê. Khi natri ở trong đất tồn tại dưới dạng có thể trao đổi ion được thì nó sẽ thay thế các cation canxi, magiê và làm phân tán các phần tử sét trong đất. Sự có mặt cùa natri dưới dạng có thể trao đổi ion được trong đất là cần thiết nhằm duy trìchất lượng của đất. Tý lệ SAR biểu thị tương quan hàmlượng natri và lượng natri cótrể trao đổi được có trong nước tưới, và đượcxác định như sau: SAR =

, Na= = ị { Ca + M g )

(8.1)

Trong đó: hàm lượng Na, Ca, và Mg được tính bằng miligam đương lượng trên lit (mgđl/L). SAR cho biết hàm lượng ion Na+ trong nước tưới và có liên quan tói ESP (tỷ lệ phần trâm của natri có khá năng trao đổi được) từ dó cho biết hàm lượng ion Na+ có trong đất: »7>

(8 .2 )

* • ' '" * ! . > cations

Trong đó: Na - hàm lượng ion Na+ (mgđl/lOOg); ỵ c a tio n s - tổng nồng độ các cation kim loại (mgđl/lOOg). Bảng 8.2. Khả nầng tổn tại của các mầm bệnh ở nhỉệt độ 20 -ỉ- 30°c T h ờ i g ia n tồ n tại ( tí n h b à n g n g à y ) * Loại m ầm bệnh

T rong phân,

T ro n g nước

t r o n g đ ấ t b ù n , và

cấp và m ạng

tr o n g b ù n cặ n

lưới t h o á t n ư ớ c

T ro n g đất

T rên cây tr ồ n g

V iru t V iru t đ ư ờ n g ruột

< 100 (< 2 0 )

< 120 ( < 5 0 )

< 100 ( < 2 0 )

< 6 0 ( < 15)

Vi khuẩn C o li p h ân

< 9 0 (< 5 0 )

< 6 0 (< 30)

< 7 0 (< 2 0 )

< 3 0 ( < 15)

T h ư ơ n g hà n

< 6 0 (< 3 0 )

< 6 0 (< 30)

< 7 0 (< 2 0 )

< 3 0 (< 15)

Lị

< 3 0 (< 10)

< 3 0 (< 10)

-

< 10 ( < 5)

Tả

< 3 0 ( < 5)

< 3 0 (< 10)

< 2 0 ( < 10)

< 5 (< 2)

< 2 0 (<10)

< 10 (< 2 )

N h iề u th án g

< 6 0 (<30)

Đ ộ n g vật n g u y ê n sinh E n ta m o e b a histo ly tica cy sts

< 3 0 ( < 15)

< 3 0 (<1 5) G i u n sá n

A sc a ris lu m b rico id es eg g s

1 N h iề u th án g

N h iều tháng

* s ố liệu c h u n g v ề k h ả n ă n g tồ n tại c ù a m ầ m b ệ n h ; s ố liệu t r o n g n g o ặ c đ ơ n là k h o ả n g th ờ i g ia n tồ n tại t h ô n g t h ư ờ n g c ủ a m ầ m b ệ n h ;

N g u ồ n : Feachem và cs., 1983

229


Nitơ (NOị -N) Các hợp chất cùa nitơ với nồng độ cao có thể gây tác động làm giảm sàn lượng của cây trồng. Hầu hết sán lượng cùa vụ mùa không bị ảnh hưởng khi hàm lượng các hạp chất chứa nitơ trong đất nhỏ hơn 30 mg/L, tuy nhiên một số loại cây trồng chi có thể phát triển được trong điều kiện nồng độ của các hợp chất nitơ nhỏ hơn 5 mg/L.

Các ion độc đối với thực vật Các chất độc đối với thực vật thường có trong nước thải sau xử lý là các ion Bo (B ), clorua (CO, và natri (Na+). Ion Bo (B ) sẽ có tính độc khi nó tồn tại trong đất với hàm lượng quá cao. Một số loại cây trồng như cây chanh hoặc cây mâm xôi rất nhạy cảm với chất Bo và không thể phát triển được với hàm lượng vượt quá 0,5 mg/L. Ion Clorua (C1‘) được cây trồng hấp thu và tích tụ lại trong lá, nếu hàm lượng ion này quá cao sẽ làm cho lá cây bị khô hoặc bị cháy. ĐộpH Độ pH trung bình trong nước tưới phải nằm trong khoảng từ 6,5 đến 8,5. Neu nước tưới có độ pH nằm ngoài khoảng này thì không đạt tiêu chuẩn. Các nguvên tổ vi lượng và các kim loại nặng Các nguyên tố vi lượng là các chất hóa học mà hàm lượng cùa chúng trong nước tưới thông thường chi khoảng vài mg/L [FAO, 1992]. Các kim loại nặng thường là các thành phần vi lượng. Các kim loại nặng có tỷ trọng cao gấp bốn lần so với nước. Cơ thế sống đòi hỏi một lượng nhỏ các kim loại nặng nhưng với hàm lượng cao quá mức cho phép có thể gây hại và là nguyên nhân gây bệnh cho cơ thể. Do đó cần phải quan tâm nhiều tới y ế u tổ kim loại nặng vì đây là chất c ó khả năng tích tụ trong thức ăn và qua đ ó tích

tụ trong cơ thể con người. Hệ thống tưởi Hệ thống tưới cho cây trồng có thể được tổ chức theo năm loại khác nhau dựa trên phương pháp tưới như thế nào và tưới ở đâu: Tưới ngập: Đó là phương pháp tưới đơn giản và phổ biến nhất. Nước tưới được phân bố trên toàn bộ phạm vi cánh đồng, dòng nước tưới sẽ chảy dọc theo toàn bộ lớp dất trồng trọt và thấm vào đất (Hình 8.1).

Tưới theo rãnh: Các rãnh được bố trí dưới dạng các kênh được đặt song song vói nhau giữa các luống đất và vận chuyển nước tưới vào cánh đồng (Hình 8.2). Nước tưới được đưa vào các rãnh và sẽ tiếp xúc với rễ cây nhờ tính chất mao dẫn của đất. 230


Luống đất

R ã n h tưới

\

Hình 8.2. Tưới theo rãnh. 7V<7/ /}<7A 7# vò/ phun: Vòi tưới là vòi phun

f |g j p

áp lực phun nước dưới dạng tia trong không khí sau đó các hạt nước sẽ rơi xuống cánh đồng như các hạt mưa (Hình 8.3). Lượng nước tưới được tính toán sao cho cánh đồng có thể tiếp nhận mà không gây ngập. Hệ thống tưới bằng vòi phun có thể bao gồm một hoặc nhiều vòi phun được nối với một ống dẫn nước chính. Tưới bằng vòi phun có thể áp dụng rỗng rãi, tuy nhiên việc tưới theo cách này có thể có lượng nước thất thoát do bay hơi.

Ay,Wtí

Hình 8.3. Tưới băng vòi phun.

Tưới ngầm: nước tưới được đưa vào phía dưới của vùng rễ cây và dâng lên một cách tự nhiên bởi tính chất mao dẫn của đất (Hình 8.4). Hệ thống tưới ngầm có thể được lắp đặt bằng cách chôn các ống tưới trong đất phía dưới vùng rề cây. N ước tưới

Ịị Ịị ỉ'ị ịị ft ị,

MÈSÌÉậiẩấíÊẩ Hố ga thoát nước

Đập tràn cố đình mưc nước

Ề ± ± !ỷ jtft Vùng rẽ

‘í

H

1111 t r (ĩ H

Ống phân phối nước

Hình 8.4. Hệ ihống tưới ngầm Tưới lại cho: nước tưới được chuyền tới vị trí cúa cây và chi làm ẩm vùng rề cây. tránh cho quả và là cây tiếp xúc trực tiếp với nước tưới (Hình 8.5). Phương pháp tưới này cho phép giảm tối đa lượng nước thất thoát do thấm, chảy ra vị trí khác và bay hơi.

Lựa chọn loại cây trồng Kiêm soái độ mặn cùa đât Sự tích lũy muối trong đất làm giảm sán lượng cúa mùa vụ và có thể dẫn tới tình trạng không thê canh tác được trên vùng đât đó nêu không được kiêm soát. Có thê kiêm 231


Ống tướ

ống tưới chí

Hình 8.5. Hệ thống tưới nhò giọt (ỉuii hrợtig và áp lực tưới có thế điều chinh được). soát được lượng muối khoáng trong vùng rễ cây bằng hệ thống ống tưới thích hợp cùng với việc rửa trôi. Hệ thống tưới sẽ được thiết kế phụ thuộc vào khả năng loại bò lượng nước tưới dư thừa. Hệ thống tưới không hợp lý cùng với điều kiện khí hậu nóng sẽ làm cho đất bị nhiễm mặn. Khi mực nước ngầm nông thì nước ngầm có thể dâng lên vùng rễ cây bàng tính mao dẫn và đưa lượng muối khoáng lên vùng đất bề mặt. Các cánh đồng khi sử dụ n g n g u ồ n n ư ớ c đ ó v à khi n ư ớ c b ay h ơ i sẽ làm c h o lư ợ n g m u ố i k h o á n g trong đất ngày càng tăng. Một hệ thống tưới thích hợp có thể giải quyết vấn đề nhiễm mận bằng kiểm soát mực nước ngầm. Việc rửa trôi là quá trình loại bỏ muối khỏi vùng rễ cây và được đưa vào lớp đất phía dưới. Đôi khi, cần^hải tưới cho khoảng đất canh tác một lượng nước lớn hơn lượng nước cần thiết. Lượng nước này sẽ ngập tràn vùng rễ câ) và loại bỏ bớt lượng muối đã tích tụ lại. Đối với mỗi loại cây trồng nhất định, việc nghiên ;iu khả năng chịu đựng của cây đối với độ mặn trong đất trồng và lượng muối khoáng có trong nước tưới là rất cần thiết để xác định các yêu cầu về rửa trôi [FAO, 1992]. Độ nhạy cảm đổi với hàm lượng muối và phạm vi chịu đựng của các loại cây trồng thường khác nhau. Các loại cây trồng được chia thành bốn nhóm khác nhau tùy theo dộ nhạy cảm và khả năng chịu đựng đối với độ mặn: 1. Loại nhạy cảm (đậu, cà rổt, hành,...); 2. Loại nhạy cảm vừa phải (cây lúa, mía, bắp cải, khoai tây, cà chua.. 3. Có thể chịu đựng ở mức độ vừa phải (cây đậu tương, atisô, lúa mì); 4. Có thể chịu đựng (cây măng tây, lúa mạch, củ cải đường, ...). Maas (1984) đã đưa ra mối quan hệ giữa sản lượng mùa vụ và độ dẫn điện của phản đất bão hòa đối với các mức nhạy cảm khác nhau của cây trồng (Hình 8 .6 ). Độ dẫn đién ECd được tính bằng 1,5 lần độ dẫn điện ECn và đó là mối quan hệ chuẩn của các loại đit đối với một hệ thống tưới thích hợp với quy trình tưới phù hợp. Nước tưới với độ dẫn điện ECn thấp hơn 0,7 ds/m là thích hợp với sự phát triển cia cây trồng và liên quan mật thiết tới sản lượng thu hoạch. Nước tưới có hàm lượrg khoáng vừa phải (0,7 + 3 ds/m) vẫn có thể cho 100% sản lượng bằng cách rửa trôi ui chỗ theo yêu cầu. Phương pháp rừa trôi cho phép giữ độ mặn của đất nằm trong giới hẹn 2 32


0

5

I— I— I—

ũ

I— I—

10

I— I— I— I—

5

15

20

I— I— I— I— I— I— I— I— I— I— I— I— I—

10

15

EC. I

I

20

Hình 8.6. Mức độ chịu mặn cùa các loại cây nông nghiệp. Nguồn: Mcias, 1984

chịu đựng của cây trồng. Nếu độ mặn ở mức cao (>3,0 ds/m) thì việc rửa trôi cần phải được thực hiện trên diện tích lớn mới có thể cung cấp lượng nước cần thiết đủ để rửa trôi theo yêu cầu [FAO, 1992]. Nếu nước tưới có hàm lượng muối cao thì nên được sử dụng đối với cây trồng có khả năng chịu mặn và trồng chúng tại những nơi đất có tính thấm cao. Lượng nước cần thiết để đạt được độ rứa trôi theo yêu cầu sẽ giảm khi khả năng thấm của đất lớn.

Kiểm soát các chẩt độc hại Các chất độc hại và muối là nguyên nhân làm giảm sản lượng và gây hại cho cây trồng nhưng lại tác động theo hai hướng khác nhau. Muối hạn chế khả nẳng hấp thụ nước của cây trồng trong khi các chất độc hại lại được hấp thu và tích tụ trong lá cây. Cũng như đối với muối, không phải tất cả các loại câv đều có độ nhạy cảm như nhau đối với các ion độc. Các chất độc hại chù yếu ở đây là Bo, Clo, và kim loại kiềm. Hệ thống tưới dạng vòi phun sương có thể là nguyên nhân làm tăng khả năng nhiễm độc bởi các nguyên tố kim loại kiềm và Clo có thể được hấp thụ trực tiếp bởi lá cây và đó là vấn đề nghiêm trọng. Các nguyên tố vi lượng nói chung không thể là nguyên nhân gây nên bất cứ vấn đề đặc biệt nào vì hàm lượng của chúng trong nước thải quá thấp. T u y n h iên cá c kim loại nặn g, đặc b iệt tron g nước thài đô thị có thể tồn tại vớ i m ột lư ợn g

nhất định gây hại cho cây trồng và là nguyên nhân làm giảm sán lượng thu hoạch. Vì vậy, hàm lượng kim loại nặng cần được giới hạn ờ mức sao cho không tích tụ ở trong 233


đất hoặc trong các tế bào của cây trồng. Khi lập kế hoạch tái sừ dụng nước thải cho mục đích tưới trồng cần nghiên cứu kỹ các tác động bởi các chất độc hại tới đất canh tác và cày trồng [TAO, 1992]. Tác động tới sức khỏe con người Việc sử dụng nước tưới là nước thải đã xử lý có thể dẫn tới một sổ những nguv cơ về sức khỏe đối với người sử dụng sản phẩm nông nghiệp cũng như đối với những người canh tác và cộng đồng. Các mối nguy hại về sức khòe phụ thuộc vào đối tượng tiếp cận với các nông phẩm và cách sử dụng chúng (ăn trực tiếp hay đã qua chế biến). WHO (1989) đã phân loại các cây trồng theo các nhóm và phương thức tiêu thụ như sau: Nhóm A: ■ Nhóm tác động trực tiếp: người sử dụng, nông dân, và cộng đồng dân cư xung quanh. ■ Các loại cây trồng được sừ dụng trực tiếp không qua chế biến, các khu đất dành cho mục đích thể thao, công viên. Nhóm B: ■ Nhóm tác động trực tiếp: chi có người canh tác. ■ Các loại cây ngũ cốc, cây công nghiệp, cây lượng thực cho vật nuôi, bãi có và cây lấy gồ. ■ Các cây trồng không thể sử dụng trực tiếp mà phải qua quá trình chế biến trước khi sử dụng. ■ Các loại cây phát triển trên mặt đất và không bị nhiễm bẩn bởi hệ thống vòi tưới phun. Nhóm C: ■ Nhóm tác động trực tiếp: không có. ■ Các loại cây trồng đã được chỉ rõ trong nhóm B nếu không có những tác động xấu tới người canh tác và cộng đồng dân cư xung quanh (khu vực được bảo vệ). Đối với những loại cây trồng thuộc nhóm A nước tưới phải được xử lý đạt chất lư ợ n g tốt v ề vi trùng đ ặc biệt là đ ố i v ớ i n h ữ n g loại rau đ ư ợ c sử d ụ n g trực tiếp không

qua chế biến. Nước tưới có chất lượng thấp hon có thể được sử dụng để tưới cho cac cây trồng mà sản phẩm của nó chi được sử dụng sau khi chế biến. Đe bảo vệ người tiéu dùng, người canh tác và công đồng dân cư xung quanh, tổ chức y tế thế gởi [WHO, 1989] đã thiết lập các hướng dẫn cụ thể đối với từng nhóm cây trồng (xem: Các quy định và hướng dẫn về tái sừ dụng nước thài). Lựa chọn phương pháp tưới Việc lựa chọn hệ thống tưới dựa trên chất lượng cùa nước thải tái sử dụng, loại cày trồng được canh tác, cách tưới truyền thống, kỳ năng, và sức khỏe của người canh tác và cộng đồng nói chung. Bảng 8.3 nêu những đánh giá chung về phương pháp tưới phụ thuộc vào cách sừ dụng nước thải sau xử lý. 234


Bảng 8.3. Đánh giá các phương pháp tưới theo cách sứ dụng nước thải

1

C á c tiê u chí

T ư ớ i th eo

đ á n h g iá

lu ố n g

Làm

ẩm

lá,

Không

là m

Tưới xung quanh

M ột số nlì ừ n g

Không

t h ư ơ n g lá

tuy

tác

động

quá

nguy

tới

lá c ây

nhưng

cũng

thể

xuất

là m g i ả m s ả n lư ợ n g

dẫn

đen g iả m

sàn

lư ợ n g th u

t ổ n t h ư ơ n g lá

bị

lá c â y sê d ẫ n

khi cây đ ư ợ c

không

đ ế n sả n lư ợ n g

trồ n g

hiểm

nhừng

th ấ p

lu ố n g

T ư ớ i n h ò g iọ t

phun sương

Ở c u ố n g là c ó thể

các nguy c ơ ờ

trê n

T ư ớ i đạniì vòi

tá c

động

đất

xấu

làm

tổn

cỏ h iệ n

hoạch 2

Sự

tíc h

m uối

trong

vùng với

tụ

rề quá

M u ố i tíc h tụ tro n g

lu ố n g

cây

đất

th ể

trin h

gây

hại

cho

đ ư ợ c lặp đi lặp

c ây trồ n g

M uối

vận

chuyển</