Các phương pháp xử lý nước thải thủy sản

CHƯƠNG 3: CÁC PHƯƠNG PHÁP XỬ LÝ NƯỚC THẢI THỦY SẢN 3.1 Một số nguyên tắc thiết kế hệ thống xử lý nước thải thủy sản: Khi thiết kế một hệ thống xử lý nước thải cần biết: Đặc trưng ôi nhiễm của nguồn nước thải. Mục tiêu xây dựng hệ thống xử lý (xây dựng hay bổ sung). Mức độ tiêu chuẩn cần đạt được. Vấn đề xử lý hợp chất nitơ xuất hiện sau xử lý chất hữu cơ BOD cần phải xử lý sao cho ngăn ngừa hiện tượng phú dưỡng hóa, ngăn ngừa hiện tượng thiếu giảm oxy và gây độc amoni. Hợp chất nitơ trong nước thải thủy sản có nồng độ khác nhau trong từng loại nước thải, chủ yếu nằm ở dạng amoni hay ở dạng hợp chất hữu cơ, dạng tan hay không tan. Nước thải chưa qua xử lý hoặc qua xử lý yếm khí có nồng độ nitrate, nitrit rất thấp. Một phần chất hữu cơ không tan được tách ra khỏi hệ thống lắng sơ cấp. Trong quá trình xử lý yếm khí, hiếu khí phần lớn dạng hợp chất nitơ không tan được chuyển thành amoni hoặc các dạng vô cơ tan. Một phần hợp chất nitơ được sinh vật hấp thụ để xây dựng tế bào. Thành phần hợp chất nitơ trong nước thải sau xử lý bậc hai chủ yếu là nitrate. Đối với nước thải sinh hoạt, quá trình xử lý thứ cấp chỉ loại bỏ được không quá 30% tổng nitơ trong nước thải. Sự biến động của 4 thành phần chính: Nitơ hữu cơ, amoni/amoniac, nitrate, và nitơ tổng trong từng công đoạn xử lý được trình bày qua bảng 3.1: Bảng 3.1 Hiệu quả xử lý nước thải thủy sản giàu hợp chất nitơ: Đơn vị công nghệ Hiệu quả xử lý hợp chất nitơ % Hữu cơ NH4-NH3 NO3- Tổng nitơ Lắng sơ cấp 10-20 - - 5-10 Xử lý bậc 2 10-50 <10 Ít 10-30 Tổng hợp tế bào - 40-70 Ít 3-7 Nitrate hóa Ít →NO3- Ít 5-20 Khử nitrate - - 80-90 70-95 Sử dụng tảo có thu hoạch Ít Tạo tế bào Tạo tế bào 50-80 Hồ oxy hóa Ít Bay hơi (ít) Ít nitrate/khử nitrate 20-90 (Nguồn: Trang 235, Lê Văn Cát, “Xử lý nước thải giàu hợp chất nitơ và phốtpho”, Nhà xuất bản Khoa Học Tự Nhiên Và Công Nghệ (2007)) Ở trạng thái ổn định tỷ lệ vi sinh tự dưỡng phụ thuộc vào tỷ lệ BOD/NH4+-N. Nếu tỷ lệ BOD/NH4+-N > 20 thì hàm lượng nitơ trong nước thải chỉ đủ hoặc thiếu cho quá trình xử lý của vi sinh dị dưỡng và vì vậy không cần phải quan tâm loại bỏ hợp chất nitơ. Phần hợp chất nitơ dư so với nhu cầu dinh dưỡng của vi sinh cần được tách loại mà giai đoạn đầu tiên là oxi hóa thành sản phẩm nitrate. Oxy hóa hợp chất nitơ có thể tiến hành theo 2 phương thức: tiến hành đồng thời hay riêng rẽ với oxy hóa BOD, thực hiện theo kỹ thuật huyền phù hoặc kỹ thuật màng sinh học. Kinh nghiệm thực tế chỉ ra rằng, khi tỷ lệ BOD/TKN > 5 thì có thể oxy hóa đồng thời cả BOD và amoni, thực hiện theo công nghệ 1 giai đoạn và BOD/TKN < 3 thì cần tiến hành riêng rẽ 2 giai đoạn trên. 3.2 Kỹ thuật phản ứng một giai đoạn bằng bùn hoạt tính: Hình 3.1: Sơ đồ oxy hóa BOD và amoni theo phương pháp bùn hoạt tính một giai đoạn. Các yếu tố chính ảnh hưởng oxy hóa amoni trong kỹ thuật 1 giai đoạn bao gồm: Nồng độ amoni, nitrit, tỷ lệ BOD/TKN, nồng độ oxy hòa tan, nhiệt độ và pH: Nồng độ amoni và nitrit trong nước thải có tác động trực tiếp đến tốc độ phát triển của loại vi sinh Nitrifier. Do tốc độ oxy hóa nitrit thành nitrate nhanh hơn nên việc tính toán cần tập trung vào giai đoạn oxy hóa amoni thành nitrit là giai đoạn quyết định. Tỷ lệ BOD/TKN trong nước thải quyết định tỷ lệ của vi sinh Nitrifier trong tổng sinh khối, đóng vai trò quyết định đối với oxy hóa amoni. Mật độ của chúng giảm khi tỷ lệ BOD/TKN tăng. Nồng độ oxy hòa tan, nhiệt độ và pH tác động đến vi sinh Nitrifier khác về mức độ so với vi sinh tự dưỡng. Nồng độ oxy hóa cần thiết để oxy hóa amoni cần cao hơn và khoảng pH tối ưu cho oxy hóa amoni hẹp hơn so với BOD. Đối với quy mô xử lý nhỏ, áp dụng khuấy trộn đều, khi phân tích quá trình dựa trên mô hình động học cần tiến hành các bước sau: Chọn hệ số an toàn về lượng và thăng giáng mức độ ô nhiễm của dòng thải cần xử lý. Hệ số an toàn về thời gian lưu tế bào ít nhất là 2. Chọn nồng độ oxy hòa tan ở mức độ tối thiểu là 2 mg/l nhằm tránh cho quá trình nitrate hóa bị ức chế thiếu oxy. Vùng pH cần được duy trì nằm trong khoảng 7,2-9. Xác định tốc độ phát triển cực đại của vi sinh Nitrifier phụ thuộc vào pH, nhiệt độ, oxy hòa tan. Xác định thời gian lưu tế bào tối thiểu đối với nước thải cụ thể. Xác định hệ số an toàn cho thời gian lưu tế bào. Xác định nồng độ hợp chất nitơ đầu ra. Xác định thời gian lưu thủy lực tương ứng với nồng độ thải. Xác định tốc độ tiêu thụ cơ chất hữu cơ trong quá trình oxy hóa amoni. Bảng 3.2 Thông số động học đặc trưng của vi sinh tự dưỡng trong quá trình oxy hóa amoni. Thông số Đơn vị Giá trị Khoảng Đại diện Nitrosomonas μm d-1 0.3-0.2 0.7 Ks NH4-N, mg/l 0.2-2 0.6 Nitrobactor μm d-1 0.4-3 1 Ks NH4-N, mg/l 0.2-5 1.4 Tổ hợp μm d-1 0.3-3 1 Ks NH4-N, mg/l 0.2-0.5 1.4 Y NH4-N, mgSK/ml 0.1-0.3 0.2 kp d-1 0.03-0.06 0.05 (Nguồn: Lê văn Cát, “Xử lý nước thải giàu hợp chất nitơ và phốtpho”, nhà xuất bản Khoa Học Tự Nhiên Và Công Nghệ (2007)) 3.3 Kỹ thuật oxy hóa hai giai đoạn bằng bùn hoạt tính: Hình 3.2: Sơ đồ Oxy hóa BOD và amoni theo phương pháp bùn hoạt tính hai giai đoạn. Cả hai giai đoạn đều sử dụng bùn hoạt tính, giai đoạn đầu được thiết kế sao cho nồng độ BOD dư thấp hơn 30 mg/l với thời gian lưu thủy lực (thể tích sục khí) là thấp nhất, không tạo điều kiện cho vi sinh tự dưỡng phát triển. Để đạt được tiêu chí trên có thể sử dụng một số giải pháp thiết kế sau: Lựa chọn thời gian lưu tế bào thấp nhất: 0,5 ngày (vùng ấm) đến 1,5 ngày (vùng lạnh). Cấp lượng khí tối đa để đáp ứng cho hệ thống xử lý cao tải. Cấp lượng khí oxy với mức 1,2 kg/kg BOD sao cho nồng độ oxy hòa tan không dưới 1 mg/l và trung bình là 4 mg/l. Bể lắng thứ cấp được thiết kế sao cho tải lượng bề mặt trung bình đạt 24-33 m3.m-2.d-1, tại thời điểm dao động lưu lượng cao nhất cũng vẫn nằm trong khoảng 49-65 m3.m-2.d-1 thì mật độ sinh khối thích hợp là 2000-2500 mg/l. Giai đoạn oxy hóa amoni được thiết kế tương tự như trường hợp oxy hóa một giai đoạn. Thời gian lưu tế bào được lựa chọn tương tự như trường hợp hệ xử lý một giai đoạn. Độ kiềm cần thiết cũng được tính tương tự. Khi thiết kế hệ thống xử lý hai giai đoạn cần chú ý đến hiệu quả xử lý BOD ở giai đoạn đầu đạt rất cao. Ví dụ BOD dư còn 5-10 mg/l và bể lắng thứ câp của giai đoạn đầu hoạt động rất cao, mật độ sinh khối ra bể lắng rất thấp, khi đó mật độ sinh khối tại bể oxy hóa amoni nhỏ, không duy trì được thời gian lưu tế bào đủ lớn để nitrate hóa. Để khắc phục người ta sử dụng một phần nước thải chưa oxy hóa đưa thẳng vào bể xử lý sao cho duy trì nồng độ BOD ở mức 50 mg/l. Oxy hóa hai giai đoạn có lợi thế rất lớn là mật độ sinh khối Nitrifier cao ở giai đoạn đầu do tỷ lệ BOD/TKN thấp, do tốc độ nitrate hóa cao hơn so với oxy hóa một giai đoạn. Nếu so sánh tổng thể tích bể phản ứng của xử lý một và hai giai đoạn cho thấy đều đạt được hiệu suất oxy hóa amoni, với nước thải có nồng độ ô nhiễm thấp (cả amoni và BOD) thì thể tích bể một giai đoạn thấp hơn nhưng khi mức độ ô nhiễm cao thì thể tích bể phản ứng hai giai đoạn thấp hơn. Oxy hóa hai giai đoạn còn có lợi thế là duy trì điều kiện thiếu khí trong hệ khi tiến hành khử nitrate, tăng cường xử lý phốtpho, tiết kiệm năng lượng và dễ ổn định vận hành. Độc tố đối với vi sinh tự dưỡng do chất hữu cơ được giảm thiểu bởi các chất độc đã bị oxy hóa trước đó. Giai đoạn đầu được sử dụng để loại bỏ BOD và vì vậy giai đoạn sau với mục đích là bổ sung nâng cấp của một hệ thống đang hoạt động nhằm đáp ứng điều kiện tiêu chuẩn thải. Mục tiêu giai đoạn đầu là làm giảm BOD xuống dưới 30 mg/l. Nồng độ BOD của đầu ra giai đoạn một ảnh hưởng đến hoạt động của giai đoạn nitrate hóa: Nồng độ cao sẽ kiềm hãm sự phát triển của vi sinh vật tự dưỡng, nồng độ thấp sẽ thuận lợi cho giai đoạn oxy hóa amoni nếu áp dụng phương pháp xử lý màng vi sinh. Nếu trong giai đoạn xử lý sau sử dụng kỹ thuật huyền phù mà nồng độ BOD quá thấp thì lượng sinh khối tự dưỡng sẽ rất thấp, khó lắng và dễ bị rữa trôi, khi đó phải tăng BOD cho giai đoạn sau. Bảng 3.3 Các ưu điểm nhược điểm của phương pháp xử lý một giai đoạn và hai giai đoạn. Kỹ thuật Ưu điểm Hạn chế Một giai đoạn Có thể khống chế nồng độ amonia, dễ khống chế mật độ sinh khối. Độ ổn định không phụ thuộc vào bể lắng thứ cấp Huyền phù Không có khả năng ngăn ngừa độc tố, tính ổn định và vận hành không cao, độ ổn định phụ thuộc vào bể lắng thứ cấp do quay vòng bùn, thể tích bể phản ứng lớn trong điều kiện lạnh. Màng vi sinh Không có khả năng ngăn ngừa độc tố, tính ổn định và vận hành không cao, nồng độ amoni đầu ra 1-3 mg/l (không kể lọc đĩa quay), không phù hợp với khí hậu lạnh. Hai giai đoạn Huyền phù Ngăn ngừa các độc tố, vận hành ổn định, mức độ xử lý đạt hiệu quả cao. Khó kiểm soát mật độ sinh khối khi BOD/TKN nhỏ, ổn định vận hành phụ thuộc vào lắng thứ cấp, xây dựng nhiều công trình công nghệ. Màng vi sinh Ngăn ngừa độc tố, vận hành ổn định, tính ổn định không phụ thuộc vào lắng thứ cấp Nồng độ ra amoni: 1-3 mg/l, Xây dựng nhiều công trình đơn vị. (Nguồn: Trang 237, Lê Văn Cát, “Xử lý nước thải giàu hợp chất nitơ và phốtpho”, nhà xuất bản Khoa Học Tự Nhiên Và Công Nghệ (2007)). 3.4 Kỹ thuật oxy hóa với bằng lọc sinh học nhỏ giọt: Hình 3.3: Sơ đồ công nghệ xử lý bằng sinh học nhỏ giọt. Hình 3.4 Sơ đồ công nghệ xử lý bằng đĩa sinh học. Kỹ thuật lọc sinh học nhỏ giọt có thể áp dụng vào hệ xử lý hai giai đoạn, được ghép nối với hệ bùn hoạt tính hoạt thông dụng hơn là ghép nối tiếp với hai hệ lọc sinh học nối tiếp. Tháp lọc nhỏ giọt sinh học sử dụng cho nitrate hóa thường dùng vật liệu nhựa có diện tích lớn và được lắp đặt hệ thống thổi khí bổ sung. Hiệu quả oxy hóa amoni giảm khi tải lượng bề mặt tăng và nhiệt độ giảm. Để đảm bảo cho bề mặt nhựa đủ ướt, tải thủy lực cần cao hơn mức 47 m m3.m-2.d-1 và chiều cao của tầng nhựa từ 6-12m. Tốc độ oxy hóa amoni đối với nước thải sinh hoạt từ 1,2-1,8 g NH4+ -N.m3.d-1 với điều kiện BOD nhỏ hơn 20 mg/l. Khí bổ sung được cung cấp với mức độ 50 kg oxy/m3 đáp ứng cho nhu cầu phản ứng oxy hóa. Bảng 3.4 Một số giá trị tham khảo để thiết kế bể lọc sinh học nhỏ giọt. Thông số VT chậm VT trung bình VT nhanh Cao tốc Lọc thô Hai pha Nguyên liệu lọc Đá sỏi, xỉ Đá sỏi, xỉ Đá sỏi plastic plastic Đá sỏi, plastic Lưu lượng nước thải nạp gal/fl2.min 0,02-0,06 0,06-0,16 0,16-0,64 0,2-1,2 0,8-3,2 0,16-0,64 Mgal/acre.d 1,4 4,1 10,4 15,9 50,2c 10,4c Lưu lượng nạp BOD lb/103ft3.d 5-25 15-30 30-60 30-100 100-500 60-120 Bề sâu cột lọc ft 6-8 6-8 3-6 10-40 15-40 6-8 Tỉ lệ hoàn lưu 0 0,1 1,2 1,2 1,4 0,5-2 Ruồi Psychoda nhiều ít rất ít rất ít - không rất ít - không rất ít - không Làm sạch cột lọc Chu kỳ Chu kỳ Liên tục Liên tục Liên tục Liên tục Hiệu suất khử BOD% 80-90 50-70 65- 85 65-80 40-65 85-95 Nước thải Nitrate hóa cao Nitrate hóa một phần Ít nitrat hóa Ít nitrate hóa Không nitrate hóa Nitrate hóa cao (Nguồn: Wastewater Engineering: treatment, reuse, disposal, 1991) Bảng 3.5 Các giá trị tham khảo để thiết kế hệ thống xử lý bằng đĩa sinh học Thông số Cấp xử lý Thứ cấp Kết hợp nitrate hóa Nitrate hóa riêng biệt Lưu lượng nước thải nạp gal/ft2.d 2-4 0,75-2 1-2,5 Lưu lượng chất hữu cơ nạp Lb SBOD5/103ft2.d 0,75-2 0,5-1,5 0,1-0,3 Lb TBOD5/103ft2.d 2-3,5 1,5-3 0,2-0,6 Lưu lượng nạp tối đa cho giai đoạn 1 Lb SBOD5/103.d 4-6 4-6 Lb TBOD5/103.d 8-12 8-12 Lưu l ượng nạp NH3 lb/103ft2.d - 0,15-0,3 0,2-0,4 Thời gian lưu tồn nước (giờ) 0,7-1,5 1,5-4 1,2-2,9 BOD5 nước thải sau xử lý mg/l 15-30 7-15 7-15 NH3 nước thải sau xử lý mg/l - <2 1-2 (Nguồn: Wastewater Engineering: treatment, reuse, disposal, 1991) 3.5 Mương oxy hóa: Hình 3.5 Mô hình mương oxy hóa. Mương oxy hóa được sử dụng khá rộng rãi để thực hiện oxy hóa hữu cơ, amoni và khử nitrate. Đó là hệ hoạt động theo kiểu chu kì. Trong mương oxy hóa hỗn hợp vi sinh và nước thải chảy theo đường vòng, dòng nước được đẩy và cấp khí do các thiết bị cơ học. Vùng hiếu khí được hình thành ở vùng phía trước vị trí đặt thiết bị sục khí (theo chiều dòng chảy) vùng phía sau sục khí là vùng thiếu khí. Nước thảo được nạp vào vùng thiếu khí thì quá trình khử nitrate sẽ sử dụng được chất hữu cơ từ nguồn thải. Mương oxy hóa được sử dụng để oxy hóa và khử nitrate thong qua kiểm soát lượng oxy trong hỗn hợp tại các vị trí khác nhau dọc theo chiều dài mương. Vùng thiếu khí và hiếu khí không có ranh giới rõ ràng vì tốc độ dòng nước khá lớn trong mương. Khả năng loại bỏ tổng nitơ trong nước khá là cao, nồng độ dư là dưới 4 mg N/l đối với mọi thời tiết trong năm và không cần bổ sung hóa chất. Cấu mương oxy hóa dạng hình ovan. Mặt cắt ước của kênh hình thang, có độ sâu trung bình của lớp nước từ 1-1,8m. Trong điều kiện cho phép độ sâu của kênh có thể lên đến 3m. Vận tốc dòng chảy của kênh từ 0,1-0,4 m/s. Để đảm bảo lưu thong vận chuyển nước, bùn và cung cấp oxy, người ta thường lắp đặt hệ thống khuấy trộn dạng guông quay trục ngang vận tốc từ 60-100 vòng/phút hoặc dạng đĩa quay trục đứng. Kênh được chống thấm bằng các bê tông hoặc màng nhựa tổng hợp lát bề mặt. Nguyên tắc hoạt động Kênh oxy hóa tuần hoàn hoạt đông theo nguyên lý thổi khí bùn hoạt tính kéo dài. Liều lượng bùn hoạt tính trong kênh oxy hóa tuần hoàn từ 2000 đến 6000 mg/l. Để đảm bảo thời gian lưu bùn từ 10-33 ngày hệ số tuần hoàn bùn từ 0,75 đến 1,5. Quá trình thổi khí đảm bảo cho vệc khử BOD và ổn định bùn nhờ hô hấp nội bào. Vì vậy bùn hoạt tính dư ít gây hôi thối và khối lượng giảm đáng kể. Lương oxy cần cấp nằm trong khoảng 2-2,5 kgO2/kg BOD5 được khử. Trong thực tế để đảm bảo cho quá trình khử nitrate, lương oxy nằm trong khoảng 1,5 đến 1,8 kgO2/kg BOD5. Mương oxy hóa tuần hoàn có tải trọng hữu cơ thấp (0,05 g BOD5/g bùn.ngày) thời gian lưu nước từ 18-30 giờ và bùn giữ lại trong hệ thống trung bình từ 10 đến 33 ngày. Các chất hữu cơ trong công trình hầu như được oxy hóa hoàn toàn, hiệu quả xử lý 85-95%. Trong vùng hiếu khí (hàm lượng oxy hòa tan trên 2 mg/l) diễn ra quá trình oxy hóa hiếu khí các chất hữu cơ và nitrate hóa. Trong vùng thiếu khí (hàm lượng oxy hòa tan thường dưới 0,5 mg/l) diễn ra quá trình hô hấp kị khí và khử nitrate. Để khử nitơ trong nước thải, cần tạo điều kiện cho quá trình khử nitrate diễn ra trong công trình. Mương oxy hóa tuần hoàn hoạt động theo nguyên tắc của aerotank đẩy và các guồng quay được bố trí theo một chiều dài nhất định nên dễ tạo cho nó được các vùng hiếu khí và thiếu khí luân phiên thay đổi. Quá trình nitrate hóa và khử nitrate cũng được tuần tự thực hiện trong các vùng này, Hiệu quả khử nitơ trong mương có thể đạt từ 40-80%. Mương oxy hóa tuần hoàn có ưu điểm là lượng bùn thấp, được ổn định tương đối, hiệu quả xử lý BOD cao, các chất dinh dưỡng như N,P được khử đáng kể, quản lý vận hành không phức tạp. Do thời gian lưu nước lớn nên công trình có tính đệm cao. Tuy nhiên công trình xây dựng hở và diện tích đất chiếm lớn là những yếu tố hạn chế sử dụng nó cho những trường hợp xử lý nước thải quy mô lớn. 3.6 Bể xử lý kỹ thuật UASB: Hình 3.6: Sơ đồ bể UASB Cấu tạo của bể UASB: Nước thải sau khi điều chỉnh pH theo ống dẫn vào từ đáy bể. Hỗn hợp bùn kỵ khí trong bể sẽ hấp thu các chất hữu cơ hòa tan trong nước thải, phân hủy và chuyển hóa chúng thành khí (khoảng 70 – 80% CH4, 20 – 30% CO2) và nước. Các hạt bùn cặn bám vào các bọt khí được sinh ra nổi lên bề mặt làm xáo trộn và gây ra dòng tuần hoàn cục bộ trong lớp cặn lơ lửng. Khí sinh ra được thu vào phễu tách khí được lắp đặt ở phía trên (có tác dụng tách cả 3 pha: rắn, lỏng, khí). Để thu khí tập trung vào phễu không và ngăn lắng, cần có tấm hướng dòng. Trong bộ phận tách khí, diện tích bề mặt nước phải đủ lớn để các hạt bùn nổi (do các bọt khí) tách ra khỏi bọt khí vầ lắng xuống. Các điểm cần chú ý đối với bể UASB: Tải trọng đối đa có thể áp dụng: Tải trọng tối đa được xác định dựa vào thời gian lưu bùn trong bể, sự tiếp xúc giữa nước thải vào với bùn (hiệu quả xử lý) và thể tích phần phản ứng của bể. Khác với các bể xử lý bằng phương pháp kỵ khí như bể lọc kỵ khí, thể tích phản ứng bị giới hạn bởi thể tích vật liệu lọc. Trong bể UASB, bùn có thể phát triển thành các dạng bùn hạt, do đó tải trọng xử lý có thể đạt rất cao mà không cần sự tuần hoàn nước. Khả năng loại bỏ các chất rắn lơ lửng: So với các bể lọc kỵ khí thì khả năng loại bỏ các chất lơ lửng thấp hơn. Ngoài ra, bể UASB với bùn dạng hạt loại bỏ các chất lơ lửng kém hơn bể UASB với bùn dạng bông. Chi phí xây dựng và vận hành thấp: bể UASB có chi phí xây dựng và vận hành thấp do không có vật liệu đỡ và không cần có sự xáo trộn mạnh của cơ khí. Bể UASB hoạt động tốt khi: Bùn kỵ khí có tính lắng tốt. Có bộ phận tách khí rắn, ngăn không cho bùn trôi ra khỏi bể. Phần lắng phía trên có thời gian lưu nước đủ lớn. Hệ thống phân phối nước thải đầu vào đảm bảo tạo sự tiếp xúc tốt giữa nước thải và bùn. Một vài đặc điểm về bùn hạt: Trong UASB, bùn có vai trò rất quan trọng. Bùn hạt là một khối vi sinh được hình thành trong quá tình xử lý nước. Chế độ chảy ngược dòng hướng lên trong UASB đã tạo điều kiện cho những loài vi khuẩn có thể gắn kết với nhau và cùng phát triển. Những vi khuẩn sau khi liên kết với nhau kết lại thành hạt đặc chắc. Nhờ vào kích thước hạt lớn (đường kính 0,5 – 2mm), các hạt bùn không bị trôi ra khỏi bể khi tải trọng thủy lực lớn. Ngoài ra, các hạt bùn còn có mật độ vi khuẩn rất lớn nên chúng có khả năng xử lý nước thải có hàm lượng ô nhiễm hữu cơ cao, 1 gram bùn (khối lượng khô) có thể xử lý được 0,5 – 1g COD. Hơn nữa, nhờ vào kích thước hạt lớn, bùn kỵ khí có thể lắng xuống dễ dàng. Vận tốc lắng nhanh cho phép UASB có tải lượng thủy lực lớn mà không sợ các bông bùn bị kéo ra ngoài. Vì UASB có khả năng chịu được tải trọng thủy lực cao, nên UASB có thể dùng để xử lý nước có nồng độ chất hữu cơ không cao (ngay cả khi vài trăm mgCOD/l). Các yếu tố ảnh hưởng đến hoạt động của bể UASB: Hàm lượng chất hữu cơ: Nồng độ chất hữu cơ trong nước thải có thể được xác định theo COD. Khi COD 50000mg/l cần pha loãng nước thải hoặc tuần hoàn nước thải đầu ra. Chất dinh dưỡng: Nhu cầu chất dinh dưỡng cho sự sinh trưởng của vi khuẩn kỵ khí tuy thấp hơn so với vi khuẩn hiếu khí nhưng không thể thiếu. Nồng độ (COD/Y):N:P:S = (50/Y):5:1:1 trong đó Y là hệ số sản lượng tế bào phụ thuộc vào nước thải. Nước thải không dễ axit hóa có Y = 0,15, nước thải dễ axit hóa có Y = 0,03. Vi khuẩn methane đòi hỏi hàm lượng sắt, nickel, và cobalt tương đối cao. Tuy nhiên thông thường phần lớn các loại nước thải có đủ các chất dinh dưỡng vi lượng này. Hàm lượng cặn lơ lửng: UASB không thích hợp đối với nước thải có hàm lượng cặn lắng lơ lửng > 3000mg/l. Cặn này khó có thể phân hủy sinh học trong thời gian lưu nước ngắn và sẽ tích lũy dần trong bể gây trở ngại cho quá trình phân hủy nước thải. Tuy nhiên nếu lượng cặn này bị cuốn trôi ra khỏi bể thì không có trở ngại gì. Cặn lơ lửng lưu lại trong bể hay không tùy thuộc vào kích thước hạt cặn và hạt bùn nuôi cấy. Khi kích thước của hai loại này gần bằng nhau thì cặn lơ lửng sẽ tích lũy lại trong bể. Khi sử dụng bùn hạt, cặn lơ lửng sẽ dễ bị cuốn trôi ra khỏi bể. Nếu lượng cặn lơ lửng vị phân hủy trong bể, lúc đó cần biết tốc độ phân hủy của chúng để tính thời gian lưu lại trong bể. Độc tố trong nước thải: UASB không thích hợp với việc xử lý nước thải có hàm lượng ammonia lớn hơn 2000mg/l hoặc nước thải có hàm lượng sulphate vượt quá 500mg/l (tỉ số COD/SO42- <= 5). Bản thân sulphate không gây độc, nhưng do vi khuẩn khử sulphate dễ dàng chuyển SO42- thành H2S. Khi hàm lượng SO42- không quá cao (hoặc tỷ số COD/ SO42- không quá 10) sẽ không gây ảnh hưởng đến quá trình phân hủy kỵ khí thành hai giai đoạn riêng biệt: acid và methane. Trong bể khử axit riêng biệt, vi khuẩn khử sulphate chuyển hóa SO42- thành H2S và H2S dễ dàng tách ra khỏi nước thải do pH thấp trong quá trình axit hóa. Nồng độ muối cao cũng gây ảnh hưởng đến vi khuẩn methane như trong quá trình kỵ khí. Một số thuận lợi và hạn chế của bể UASB: Ưu điểm: Chi phí đầu tư thấp. Chi phí vận hành thấp do hệ thống kỵ khí ít tiêu tốn năng lượng trong quá trình vận hành. Không cần cấp khí, đỡ tốn năng lượng và còn có thể thu hồi năng lượng từ biogas. Bùn kỵ khí có thể phục hồi và hoạt động sau một thời gian ngưng nạp liệu. Có thể áp dụng với tải trọng rất cao do giảm được diện tích cần thiết. Nhu cầu thể tích phản ứng nhỏ. Lượng chất bổ sung cho quá trình ít. Thể tích bùn dư sinh ra trong quá trình kỵ khí ít. Tải trọng tối đa không bị hạn chế bởi chất phản ứng như oxy. Nhược điểm: Quá trình khởi động lâu. Có thể yêu cầu thêm độ kiềm. Có thể yêu cầu xử lý thêm hiếu khí để phù hợp với nhu cầu xả thải, khử nitơ và photpho không thể hiện được. Nhạy cảm với những cơ chất độc. Khả năng sinh mùi và khí gây ăn mòn.