Tp chớ Khoa hc v Phỏt trin 2010: Tp 8, s 2: 304 - 310 TRNG I HC NễNG NGHIP H NI 304 ảNH HƯởNG CủA TảI LƯợNG NH 4 + ĐếN HIệU SUấT Xử Lý AMONI ĐốI VớI NƯớC NGầM TạI KHU VựC Bồ Đề (GIA LÂM) Effect of Mass Transfer NH 4 + on Ammonion Treatment Efficiency of Underground Water in the Area Bo De (Gia Lam) Lờ Th Ngc Thy Khoa Cụng ngh Hoỏ hc, Trng i hc Bỏch khoa H Ni a ch email tỏc gi liờn lc: lethuy-dce@mail.hut.edu.vn TểM TT Phng phỏp lc sinh hc ngp nc s dng cht mang l ht Keramzite x lý amoni trong nc ngm nhim amoni (10 - 15 mg/l) cho hiu sut x lý cao. Trong khong ti lng t 0,27 n 0,75 kg/m 3 /ngy thỡ hiu sut x lớ amoni gim khi tng ti lng, tuy vy hiu sut x lý N-NH 4 + ca quỏ trỡnh nitrat hoỏ vn t trờn 96,5%. Quỏ trỡnh kh nitrat hoỏ gim khi ti lng cao nhng vn t hiu sut trờn 82%. Trong khong ti lng nghiờn cu, hiu sut ton h t trờn 96,63%. Khi tng ti lng, COD tng trong quỏ trỡnh kh nitrat hoỏ. Quỏ trỡnh tỏi sc khớ lm gim COD m bo t tiờu chun COD cho phộp. T khúa: Lc sinh hc, N-NH 4, nc ngm. SUMMARY A biochemical filtration using Keramzite granules as career substance for treatment of ammonion in the underground water (with the ammonium strength between 10 - 15 mg/l) in Bodes area was found highly efficient. The treatment efficiency decreased when the mass transfer increased in the range between 0.27 to 0.75 kg/m 3 /day, however, the total N-NH 4 + treatment efficiency remained over 96.5%. The denitrification process decreased as at high mass transfer but still attained an NO 3 - treatment with efficiency of 82%. COD values increased with the mass transfer increment. Re-aeration was able to reduce COD value to COD standard value. Key words: Biochemical filtration, N-NH 4 , underground water. 1. ĐặT VấN Đề H Nội l thnh phố đang sử dụng hon ton nguồn nớc ngầm để cung cấp nớc cho sinh hoạt, ăn uống. Điều lo ngại l nhiều nguồn nớc ngầm khai thác từ giếng khoan không qua hệ thống lọc bị ô nhiễm amoni (NH 4 + ) với hm lợng rất cao, lên tới hng chục mg/l (Nguyễn Văn Khôi v Cao Thế H, 2000). Trong khi đó các tiêu chuẩn về nớc cấp ở Việt Nam cũng nh thế giới đều yêu cầu hm lợng amoni không quá 1,5 mg/l (QĐ1392 - BYT, 2002). Vì vậy vấn đề xử lý amoni trong nớc ngầm ở H Nội hiện nay l rất cần thiết. Hiện nay đã có một số công trình nghiên cứu xử lý các hợp chất chứa nitơ trong nớc cấp cũng nh nớc thải. Phần lớn các đề ti khẳng định có thể xử lý tốt amoni nhng đều liên quan đến nớc thải (Nguyễn Thế Đồng, 2004; Lê Thị Ngọc Thụy, 2008). Vấn đề xử lý amoni trong nớc ngầm với hm lợng amoni cao thì ở Việt Nam, thậm chí trên thế giới cũng cha có nhiều kinh nghiệm (Siegrist v Gujer, 1987). nh hng ca ti lng NH 4 + n hiu sut x lý amoni i vi nc ngm ti khu vc B (Gia Lõm) 305 ( 1 ) N g n nitrat hoỏ, ( 2 ) N g n kh nitrat, ( 3 ) N g n tỏi sc khớ Lp Keramzite Bm nh lng B m th i khớ Mu nc ngm th c t 2 1 3 Nc ra Do các phơng pháp khác không thuận lợi, nên hiện nay việc xử lý amoni bằng biện pháp lọc sinh học ngập nớc đang có u thế v đợc quan tâm nghiên cứu (Chandravathanam v Murthy, 1999). Khi hm lợng amoni cao, việc xử lý đòi hỏi phải tiến hnh đồng thời hai quá trình nitrat hoá (chuyển amoni thnh nitrat) v khử nitrat hoá (chuyển nitrat thnh nitơ). Cả hai quá trình ny đều tạo thnh nitrit (NO 2 - ) rất độc ở các bớc chuyển hoá trung gian. Để đánh giá khả năng ứng dụng của phơng pháp lọc sinh học ngập nớc trong xử lý amoni, nghiên cứu ny tìm hiểu ảnh hởng của tải lợng đến hiệu suất xử lý nớc ngầm nhiễm amoni. 2. ĐốI TƯợNG V PHƯƠNG PHáP NGHIÊN CứU 2.1. Đối tợng Nớc giếng khoan của một số hộ gia đình tại khu vực Bồ Đề (Gia Lâm) đợc sử dụng để nghiên cứu. Đặc trng của mẫu nớc giếng khoan nhiễm amoni dao động từ 10 - 12 mg/l. Vật liệu lọc sinh học l hạt Keramzite đợc sử dụng cho hệ thiết bị lọc sinh học. Keramzite có độ xốp rất cao v bề mặt riêng tiếp xúc lớn. Hai loại hạt đợc lựa chọn có kích thớc từ 3,5 - 5,2 mm (trung bình 4,3 mm) v 8,2 - 8,6 mm (trung bình 8,4 mm). Vi sinh vật gốc đợc lấy từ bùn hoạt tính tại phòng thí nghiệm của phòng Công nghệ xử lý ô nhiễm - Viện Công nghệ Môi trờng. Sau đó đợc nuôi cấy lm giu bằng mẫu nớc thực tế có bổ sung nguồn cacbon (Na 2 CO 3 = 18 mg/l; pH = 7,5 - 8,0). 2.2. Thiết bị v phơng pháp nghiên cứu 2.2.1. Hệ thống thiết bị lọc sinh học ngập nớc Thí nghiệm đợc tiến hnh trên hệ thiết bị lm từ vật liệu mica trong suốt (Hình 1). Hệ thiết bị thí nghiệm đợc chia lm ba ngăn gồm: Ngăn nitrat hoá, khử nitrat hoá v tái sục khí. ở dới đáy tại ngăn nitrat hoá v tái sục khí có lắp hệ thống phân phối khí để cung cấp khí cho hệ thống hoạt động. Hình 1. Sơ đồ hệ thống thí bị thí nghiệm lọc sinh học ngập nớc Lờ Th Ngc Thy 306 Bảng 1. Các thông số kỹ thuật của hệ thiết bị lọc sinh học 2.2.2. Thí nghiệm nghiên cứu quá trình nitrat hoá v khử nitrat hoá a) Khởi động hệ thống Quá trình khởi động hệ thống trong 30 ngy nhằm cố định vi sinh vật vo lớp vật liệu lọc đợc thực hiện nh sau: Nguồn vi sinh vật gốc lấy từ bể nuôi khoảng 0,2 lít. Bơm liên tục nớc chứa (NH 4 ) 2 SO 4 với nồng độ N-NH 4 + cố định 10 mg/l (nớc pha chế) vo hệ thiết bị, nguồn cacbon vô cơ Na 2 CO 3 đợc bổ sung trực tiếp vo thùng chứa nớc nguồn, pH đợc điều chỉnh từ 7,5 - 8,0. Nồng độ các thnh phần N-NH 4 + , N-NO - 3 , N-NO 2 - v COD đợc xác định cho đầu vo v đầu ra tại các ngăn hng ngy với lu lợng đầu vo 4 l/h. b) Nghiên cứu khả năng nitrat hoá v khử nitrat hoá đối với nớc ngầm thực tế Sau quá trình khởi động, hệ thiết bị đợc cấp nớc liên tục với lu lợng 6 l/h, 10 l/h v 15 l/h, chạy ở nhiệt độ thờng v có kiểm tra theo dõi COD, N-amoni, N-NO 3 - , N- NO 2 - ở các ngăn của hệ xử lý trong 30 ngy tiếp theo. Các thông số khác trong quá trình thí nghiệm đợc kiểm soát nh sau: pH =7,0 - 8,0; DO ngăn hiếu khí 4 - 5,5 mg/l. Thí nghiệm đợc thực hiện ở nhiệt độ phòng trong khoảng 26 - 32 o C. Điều kiện lu lợng v thời gian lu trong thí nghiệm đợc tóm tắt ở bảng 2. Mục đích của nghiên cứu ny l đánh giá khả năng nitrat hoá, khử nitrat hoá đối với mẫu nớc nhiễm amoni thực tế ở các tải lợng khác nhau, cũng nh đánh giá chất lợng nớc sau xử lý. Mẫu nớc thí nghiệm l nớc ngầm nhiễm amoni lấy từ các giếng khoan gia đình ở khu vực Bồ Đề - Gia Lâm, H Nội. Nớc giếng đã xác định trớc bị ô nhiễm amoni đợc bơm từ độ sâu 30 m vo các thùng nhựa v can chứa, sau đó đợc vận chuyển bằng xe tải về phòng thí nghiệm. Các mẫu nớc ny có hm lợng Fe cao, vì vậy đợc xử lý sơ bộ bằng sục khí v lọc qua để loại bỏ Fe trớc khi sử dụng cho thí nghiệm. Thí nghiệm đợc tiến hnh trên hệ thiết bị với lu lợng thay đổi từ 4, 6, 10 v 15 l/h. Nồng độ các thnh phần N-NH 4 + , N-NO 3 , N-NO 2 - v COD đợc xác định cho đầu vo v đầu ra tại các ngăn. Bảng 2. Điều kiện thí nghiệm Lu lng u vo Thi gian lu nc * (h) STT Thi gian tin hnh Qv (l/h) Ngn nitrat hoỏ Ngn kh nitrat hoỏ C hai ngn 1 30 ngy 4 (khi ng) 1,29 1,61 2,90 2 10 ngy 6 0,86 1,07 1,93 3 10 ngy 10 0,51 0,64 1,15 4 10 ngy 15 0,34 0,43 0,77 * Thi gian lu nc = V ngn/Qv Cỏc thụng s k thut Ngn nitrat hoỏ Ngn kh nitrat húa Ngn tỏi sc khớ Chiu rng (cm) 8 10 12 Chiu di (cm) 12 12 12,5 Chiu cao (cm) 64,5 64,5 64,5 Chiu cao ct nc (cm) 53,5 49 44,5 Th tớch ngn (lớt) 6,2 7,74 9,9 Kớch thc ht TB (mm) 4,3 8,4 4,3 Chiu cao lp m (cm) 32 32 32 nh hng ca ti lng NH 4 + n hiu sut x lý amoni i vi nc ngm ti khu vc B (Gia Lõm) 307 2.3. Các phơng pháp phân tích Amoni đợc xác định bằng phơng pháp Phenat (theo ti liệu Standard Methods 1995), đo quang tại bớc sóng 640 nm trên thiết bị UV-Vis spectrophotometer 2450 (Shimadzu- Nhật bản). Nitrat đợc xác định theo phơng pháp trắc phổ dùng axit sunfosalixylic - đợc hình thnh do phản ứng của natri salixylat v axit sunfuric (dựa trên TCVN 6180:1996 - ISO 7890-3:1988), đo quang tại bớc sóng 410 nm trên thiết bị UV-Vis spectrophotometer 2450, Shimadzu- Nhật Bản. Nitrit đợc xác định theo phơng pháp đo quang với hệ thuốc thử Griss (theo Standard Method, 1995), đo quang tại bớc sóng 520 nm trên thiết bị UV-Vis spectrophotometer 2450 (Shimadzu- Nhật Bản). COD đợc xác định theo phơng pháp bicromat TCVN 6491 : 1999. 3. KếT QUả NGHIÊN CứU V THảO LUậN 3.1. Khởi động hệ thống Quá trình khởi động hệ thống gắn vi sinh vật vo lớp vật liệu lọc đợc tiến hnh trong thời gian 30 ngy. Sự thay đổi nồng độ N-NH 4 + sau xử lý theo thời gian đợc biểu diễn dới dạng các đồ thị (Hình 2, Hình 3). Đồ thị trên hình 2 v 3 cho thấy, nồng độ N-NH 4 + đầu vo khá ổn định, dao động trong khoảng 10 mg/l. Nồng độ N-NH 4 + đầu ra có xu hớng giảm dần theo thời gian xử lý với hiệu suất trên 90% trong 5 ngy cuối. Sau 30 ngy, amoni đợc xử lí với hiệu suất trên 98% v khá ổn định. Quá trình nitrat hóa chuyển hóa amoni gần nh hon ton v quá trình khử nitrat thnh nitrit v cuối cùng thnh N 2 của ton hệ đạt trên 98% sau quá trình tái sục khí. 3.2. ảnh hởng của tải lợng đến hiệu quả xử lý N - amoni bằng phơng pháp lọc sinh học ngập nớc 3.2.1 . Nồng độ một số thnh phần ô nhiễm trong mẫu nớc giếng khoan khảo sát ở khu vực Bồ Đề Gia Lâm Hm lợng một số chỉ tiêu trong nớc đã xử lý sơ bộ loại bỏ sắt tại khu vực Bồ Đề (Gia Lâm) đợc thể hiện ở bảng 4. 0 5 10 15 0 5 10 15 20 25 30 35 Thi gian (ngy) Nng N-NH 4 + , mg/l u vo Ngn nitrat húa Hình 2. Sự thay đổi nồng độ N-NH 4 + theo thời gian trong giai đoạn khởi động Lờ Th Ngc Thy 308 0 2 4 6 8 10 12 14 0 5 10 15 20 25 30 35 Thi gian (ngy) Nng NH4+, mg/l 0 20 40 60 80 100 120 u vo Ngn nitrat húa hiu sut Hình 3. Hiệu suất xử lý N-NH 4 + theo thời gian trong giai đoạn khởi động Bảng 4. Hm lợng một số chỉ tiêu trong nớc đã xử lý sơ bộ loại bỏ sắt tại khu vực Bồ Đề (Gia Lâm) 3.2.2. ảnh hởng của tải lợng NH 4 + đến hiệu quả nitrat hóa ở các giai đoạn xử lý Tải lợng đợc thay đổi bằng cách thay đổi lu lợng đầu vo ở các lu lợng 6 l/h; 10 l/h; 15 l/h. Từ các số liệu N-NO 3, NH 4 + thu đợc ở từng ngăn của hệ xử lý, ta tính toán đợc kết quả ở bảng 5. a) ảnh hởng của tải lợng đến hiệu suất nitrat hoá ở các giai đoạn xử lý Tải lợng cng tăng thì hiệu suất cng giảm. Hiệu suất quá trình nitrat hóa v việc tăng tải lợng l hai quá trình trái ngợc nhau, tuy nhiên trong phạm vi của nghiên cứu ny việc tăng tải lợng cha có ảnh hởng đáng kể hiệu suất xử lý v lợng amoni đầu ra vẫn đạt dới tiêu chuẩn cho phép, quá trình nitrat hóa vẫn đạt trên 96,5% (Hình 4). b) ảnh hởng của tải lợng đến hiệu suất khử nitrat ở ngăn khử nitrat hóa Khi tải lợng tăng thì hiệu suất giảm, nhng vẫn bảo đảm hiệu suất khử nitrat hoá đạt trên 82%. Tải lợng N-NH + 4 l 0,75 kg/m 3 /ngy cha có ảnh hởng lớn tới nồng độ N-NO 3 - tại ngăn khử nitrat hoá, nồng độ nitrat vẫn dới mức tiêu chuẩn cho phép v hiệu suất đạt kết quả cao (Hình 5). c) Nồng độ COD ở các giai đoạn xử lý Kết quả cho thấy, COD tăng sau quá trình nitrat hóa khi tăng tải lợng ở quá trình khử nitrat hóa. Nhng sau quá trình tái sục khí, hm lợng COD giảm đáng kể có thể đạt tiêu chuẩn cho phép (Hình 6). TCVN TCBYT Tờn cỏc ch tiờu phõn tớch n v Truc x lý s b Sau x lý s b 5502:2002 1329/2002 N-NH + 4 mg/l 12,8 10,8 3 1,5 N-NO 2 - mg/l 0,05 0,03 1,0 2 N-NO - 3 mg/l 0,40 1,40 10 10 COD mg/l 7,70 7,60 - 2 Fe mg/l 5,20 0,80 0,5 0,5 Mn mg/l 0,25 0,08 0,5 0,5 Ph - 7,60 7,51 6-8,5 6,5-8,5 nh hng ca ti lng NH 4 + n hiu sut x lý amoni i vi nc ngm ti khu vc B (Gia Lõm) 309 0,00 0,10 0,20 0,30 0,40 0,50 0,60 0,70 0,80 0,90 0,00 0,20 0,40 0,60 0,80 Ti lng N-NH4+, kg/m3/ngy Nng N-NH4+ sau quỏ trỡn h nitrat húa, mg/l 96 97 98 99 100 Ti lng Hiu sut Hiu sut nitrat húa, % Hình 4. ảnh hởng của tải lợng đến hiệu suất nitrat hoá của ngăn nitrat hoá 80 90 100 0,00 0,20 0,40 0,60 0,80 Ti lng N-NH4+, kg/m3/ngy Hiu su t kh nitrat húa, % 0,00 0,50 1,00 1,50 2,00 hiu sut kh nitrat húa Nng N-NO3- sau kh nitrat húa ( N ng N-NO3- sau kh nitrat húa, m g /l Hình 5. ảnh hởng của tải lợng đến hiệu suất khử nitrat hoá tại ngăn khử nitrat hóa 0 2 4 6 8 10 12 0,00 0,20 0,40 0,60 0,80 1,00 Ti lng N-NH4+, kg/m3/ngy Nng COD u ra ti cỏc ng n ca h xa lý, mg/l Sau nitrat húa Sau Kh nitrat húa Sau tỏi sc khớ Hình 6. Nồng độ COD đầu ra tại các ngăn của hệ xử lý ở các tải lợng khác nhau TC Lờ Th Ngc Thy 310 4. KếT LUậN Kết quả nghiên cứu cho thấy có thể xử lý amoni trong nớc ở tải lợng 0,75 kg/m 3 /ngy đạt tiêu chuẩn cho phép bằng hệ thống lọc sinh học ngập nớc với vật liệu lọc Keramzite. Quá trình khử nitrat hoá chuyển hóa NH 4 + thnh NO 3 - v cuối cùng thnh Nitơ cần phải tiến hnh quá trình tái sục khí để giảm hm lợng NO 2 - cũng nh lợng hữu cơ d. Kết quả trên có thể ứng dụng để xử lý nớc sinh hoạt nhiễm amoni. TI LIệU THAM KHảO Lê Thị Ngọc Thụy. Đề ti Khoa học công nghệ cấp Bộ B2008-01-200, Trờng Đại học Bách khoa H Nội. Nguyễn Văn Khôi, Cao Thế H (2000). Nghiên cứu xử lý N- amoni trong nớc ngầm H Nội, đề ti cấp TP 01C- 09/11-2000-2, tr 1- 116. Quyết định 1329/18/4 2002 QĐ-BYT của Bộ Y tế, tr. 6-14. Nguyễn Thế Đồng (2004). Xây dựng công nghệ khả thi xử lý amoni v asen trong nớc sinh hoạt, báo cáo đề ti cấp trung tâm 2003- 2004, Viện Công nghệ Môi trờng. Tiêu chuẩn Việt Nam (1999). TCVN 6491: 1999, ISO 6060 : 1989, Tr 3-9. Standard Method (1995). Phenate Method. 4-80. Siegrist, H. and W. Gujer (1987). Demonstration of Mass Transfer and pH Effects in Nitrifying Biofilm. Wat. Res., 21:1481-1487. Chandravathanam, S; Murthy, D-V-S (1999). Bioprocess Engineering, 21(2): 117-122. 1999. . 2: 304 - 310 TRNG I HC NễNG NGHIP H NI 304 ảNH HƯởNG CủA TảI LƯợNG NH 4 + ĐếN HIệU SUấT Xử Lý AMONI ĐốI VớI NƯớC NGầM TạI KHU VựC Bồ Đề (GIA LÂM) Effect of Mass Transfer NH 4 + on Ammonion. nớc trong xử lý amoni, nghiên cứu ny tìm hiểu ảnh hởng của tải lợng đến hiệu suất xử lý nớc ngầm nhiễm amoni. 2. ĐốI TƯợNG V PHƯƠNG PHáP NGHIÊN CứU 2.1. Đối tợng Nớc giếng khoan của một. từng ngăn của hệ xử lý, ta tính toán đợc kết quả ở bảng 5. a) ảnh hởng của tải lợng đến hiệu suất nitrat hoá ở các giai đoạn xử lý Tải lợng cng tăng thì hiệu suất cng giảm. Hiệu suất quá