Tài liệu‎ > ‎

Phương pháp xử lý nước thải chứa Nitơ

       

   Phương pháp sục khí ở pH cao:

          Bản chất của phương pháp:

          Amôni ở trong nước tồn tại dưới dạng cân bằng:

NH4+ <=> NH3(khí hoà tan)  + H+         với pKa = 9,5

          Như vậy, ở pH gần 7 chỉ có một lượng rất nhỏ amôniac khí so với amôni. Nếu ta nâng pH tới 9,5 tỷ lệ [NH3]/[NH4+] = 1, và càng tăng pH cân bằng càng chuyển về phía tạo thành NH3. Khi đó nếu áp dụng các kỹ thuật sục hoặc thổi khí thì amôniac sẽ bay hơi theo định luật Henry, làm chuyển cân bằng về phía phải:

NH3(dung dịch) <=> NH3(khí)

          Trong thực tế pH phải nâng lên xấp xỉ 11, lượng khí cần để đuổi amôniac ở mức 1600 m3 không khí/1 m3 nước và quá trình rất phụ thuộc vào nhiệt độ môi trường. Phương pháp này áp dụng được cho nước thải, khó có thể đưa nồng độ N xuống dưới 3 mg/L nên rất hiếm khi được áp dụng để xử lý nước cấp.

       Phương pháp clo hoá đến điểm đột biến:

          Bản chất của phương pháp:

          Clo gần như là hoá chất duy nhất có khả năng ôxy hoá amôni/amôniac ở nhiệt độ phòng thành N2. Phản ứng khá phức tạp, thường xảy ra qua các giai đoạn tạo môno-, đi-, tricloamin ... và cuối cùng tạo N2 theo các phản ứng sau:

HClO  + NH3 à NH2Cl (monocloamin) + H2O            (1.1)

HClO  + NH2Cl à NHCl2 (đicloamin) + H2O              (1.2)

HClO  + NHCl2à NCl3 (tricloamin) + H2O                           (1.3)

NH2Cl + NHCl2 + HOCl à 4HCl + N2O                      (1.4)

4NH2Cl + 3Cl2 + H2O à 10HCl + N2 + N2O                         (1.5)

2NH2Cl + HClO à 3HCl + N2 + H2O                                     (1.6)

NH2Cl + NHCl2 à 3HCl + N2                                        (1.7)

     Phương trình tổng:

               3HClO  + 2NH3 à N2 + 3HCl + 3H2O                     (1.8)

          Thường  lượng clo tiêu tốn được đánh giá sơ bộ theo phương trình tổng, khi đó ta có lượng clo hoạt động: 1 gam amôniac = 3,12. Nếu quy về clo ta phải nhân đôi con số này vì clo trong nước chuyển hoá một nửa thành HCl, một nửa thành HClO, khi đó ta có tỷ lệ khối lượng Cl2 : NH3 = 6,3. Trong thực tế, con số này thường là 8-10 g Cl2 : 1 gam amôniac do trong nước ngầm còn nhiều chất có khả năng phản ứng với clo như H2S, Fe2+, nitrit và đặc biệt là hữu cơ tự nhiên (các axit humic, fulvic ...) và lượng chất cần lấy dư để phản ứng hoàn toàn. Do các phản ứng đã nêu, quá trình clo hoá thực tế diễn ra theo một đường cong có dạng đặc biệt, có "điểm đột biến".


          Những nghiên cứu trước đây cho thấy, tốc độ phản ứng của clo với hữu cơ bằng nửa so với phản ứng với amôni . Khi amôni phản ứng gần hết, clo dư sẽ phản ứng với các chất hữu cơ có trong nước để hình thành nhiều chất cơ clo có mùi đặc trưng khó chịu, trong đó, khoảng 15% là các hợp chất nhóm THM-trihalometan và HAA- axit axetic halogen hoá đều là các chất có khả năng gây ung thư và bị hạn chế nồng độ nghiêm ngặt. Ngoài ra, với lượng clo cần dùng rất lớn, vấn đề an toàn trở nên khó giải quyết đối với các nhà máy nước lớn. Đây là những lý do khiến phương pháp clo hoá mặc dù rất đơn giản và rẻ về mặt thiết bị và xây dựng cơ bản nhưng rất khó áp dụng.

    Phương pháp trao đổi ion:

          Quá trình trao đổi ion là một quá trình hoá lý thuận nghịch trong đó xảy ra phản ứng trao đổi giữa các ion trong dung dịch với các ion trên bề mặt hoặc bên trong của pha rắn tiếp xúc với nó. Phản ứng trao đổi ion đ­ược biểu diễn nh­ư sau:

                                      AX  +  B-     «     AB  +  X-

                                      CY  +  D+    «     CD  +  Y+

          Trong đó AX chất trao đổi anion, CY chất trao đổi cation.

          Chất trao đổi ion có thể có sẵn trong tự nhiên nh­ư các loại khoáng sét, trong đó quan trong nhất là zeolit, các loại sợi,.... Tuy nhiên, trong thực tế các chất trao đổi ion vô cơ tổng hợp (aluminosilicát, aluminophốtphát, zeolit...) hoặc hữu cơ (nhựa trao đổi ion) được ứng dụng rộng rãi hơn, nhất là các loại nhựa trao đổi ion.

          Quá trình trao đổi ion thư­ờng đư­ợc thực hiện trong các thiết bị dạng cột đặc trư­ng bởi chiều cao, thiết diện cột, l­ưu lư­ợng nước qua cột. Việc tái sinh được thực hiện bằng cách trao đổi với dung dịch NaCl khá rẻ.

          Trong công nghệ xử lý nư­ớc cấp cho công nghiệp, phư­ơng pháp trao đổi ion tỏ rỏ tính ­ưu việt trong việc làm mềm nư­ớc, loại bỏ chất khoáng, hữu cơ độc hại... Ưu điểm của ph­ương pháp là tốc độ nhanh, công suất lớn trên một đơn vị thể tích thiết bị và vật liệu, chất lư­ợng nước xử lý cao. Như­ợc điểm là chi phí đầu tư­ cao do giá nhựa (cationit ở mức 1,5-2,0; anionit gần 4 $/L), chi phí vận hành trong một số trường hợp vẫn cao.

          Ứng dụng pp trao đổi ion để xử lý các hợp chất nitơ trong nước:

          Cho đến năm 1990, trong số 21 trạm xử lý nitơ đư­ợc xây dựng ở Pháp có 16 trạm dùng phư­ơng pháp trao đổi ion và 5 trạm còn lại dùng ph­ương pháp sinh học. Điều đó cho thấy tính ưu việt nhất định của phư­ơng pháp này so với các phư­ơng pháp khác. Tuy nhiên, trao đổi ion chủ yếu dùng để loại bỏ NO3-. Để xử lý NH4+ sẽ vấp phải vấn đề hấp phụ cạnh tranh từ phía các ion Ca2+, Mg2+ mà nước ngầm ở VN khá nhiều. Ngoài ra, đề chi phí cao của nhựa trao đổi cũng cần quan tâm. Đó là những lý do hạn chế ứng dụng của phương pháp này [5].

          Từ những năm 1980, phương pháp sinh học ngày càng được hoàn thiện cả về khía cạnh lý luận lẫn thực tiễn nên được ứng dụng ngày càng phổ biến, nhất là ở châu Âu, sau đó là Mỹ, Nhật.

    Xử lý nitơ trong nước cấp bằng phương pháp vi sinh

          Về mặt nguyên tắc, quá trình xử lý amôni trong nước bằng vi sinh dựa trên hai quá trình sinh hoá nối tiếp và rất khác nhau là nitrat hoá và đề-nitrat hoá:

nitrát hoá:                     NH4+ + O2  ¾® NO2- + O2 ¾® NO3- (+ H+)

và đề-nitrát hoá:           NO3- + HC  ¾® N2 + CO2 + H2O

          Quá trình thứ nhất được thực hiện nhờ các vi khuẩn nitrát hoá là nitrosomonasnitrobacter thuộc nhóm tự dưỡng (autotroph) nghĩa là chúng dùng CO2 hoặc HCO3- (độ kiềm) có trong nước để xây dựng tế bào mới. Ngược lại, quá trình thứ hai cần cácbon hữu cơ (HC) để thực hiện phản ứng khử nitrat (đề-nitrat hoá) tương tự như quá trình ôxy hoá các chất ô nhiễm hữu cơ trong xử lý nước thải. Quá trình này được thực hiện nhờ nhóm vi khuẩn đề-nitrát hoá thuộc loại dị dưỡng (heterotroph) trong điều kiện thiếu khí (ôxy hoà tan-DO < 0,5 mg/L). Nói chung các vi khuẩn dị dưỡng “khoẻ” hơn các vi khuẩn tự dưỡng, đặc biệt trong quá trình xử lý nước cấp khi mà sự tăng trưởng của chúng bị giới hạn bởi lượng cơ chất (N-amôni trong trường hợp 1 và N-nitrat, HC trong trường hợp 2). Vì lý do này, nếu áp dụng các kỹ thuật sinh học cổ điển kiểu bùn hoạt tính cần thời gian lưu nước rất lâu tới 7 ngày ở 20oC [8]. Chính vì vậy, để tăng lượng sinh khối đến mức cần thiết nhằm giảm thời gian phản ứng thì các phương pháp lọc sinh học với vật liệu mang vi sinh thích hợp có thể thực hiện điều này và tỏ ra có ưu thế tuyệt đối trong các kỹ thuật sinh học để xử lý N trong nước ăn uống. Trong lĩnh vực này người châu Âu có ưu thế vượt trội.

          Những kỹ thuật thường được áp dụng là lọc sinh học ngập nước, lọc cát nhanh, lọc với lớp đệm mở rộng/hoặc giả lỏng (fluidized hoặc expanded bed reactor), và lọc với lớp vật liệu lọc (VLL) là than hoạt tính dạng hạt.