Thiết kế bể UASB

KẾ HOẠCH THỰC HIỆN MỤC TIÊU Nắm vững cấu tạo, nguyên lý hoạt động, cách thiết kế xây dựng bể UASB. Có những hiểu biết cơ bản về bể UASB. NỘI DUNG Trình bày cấu tạo nguyên lý hoạt động của bể UASB. Cách thiết kế bể UASB. Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình thiết kế. Quá trình phân hủy kỵ khí và các yếu tố ảnh hưởng. Cách vận hành, thiết kế bể. PHƯƠNG PHÁP Nhóm đã tìm kiếm tài liệu trên mạng internet và tham khảo sách trên thư viện. Dịch tài liệu nước ngoài. Có sự thảo luận nhằm đưa ra các giải pháp phù hợp. Nhóm đi sâu vào quá trình thiết kế bể cũng như là việc so sánh giữa các loại bể . MỤC LỤC DANH MỤC HÌNH ẢNH Hình 1 7 Hình 2 12 Hình 3 14 Hình 4 18 Hình 5 19 Hình 6 26 Hình 7 27 Hình 8 30 Hình 9 32 Hình 10 33 Hình 11 36 Hình 12 38 Hình 13 40 Hình 14 43 Hình 15 44 Hình 16 45 Hình 17 48 Hình 18 52 Hình 19 52 Hình 20 55 Hình 21 57 Hình 22 58 Hình 23 59 Hình 24 62 Hình 25 71 DANH MỤC BẢNG BIỂU Bảng 1 15 Bảng 2 22 Bảng 3 25 Bảng 4 35 Bảng 5 64 Bảng 6 68 Bảng 7 69 CHƯƠNG 1: TỔNG QUAN VỀ XỬ LÝ KỴ KHÍ NƯỚC THẢI 1.1. TỔNG QUAN Các quá trình kỵ khí có thể xử lý nước thải có nồng độ chất hữu cơ cao. Trong điều kiện không có oxy, các vi khuẩn kỵ khí sẽ phân hủy và chuyển hóa các hợp chất hữu cơ thành cacbon điôxyt và mêtan (khí sinh học). Trước đây, quá trình kỵ khí được áp dụng cho xử lý bùn cặn, các chất thải hữu cơ, và nước thải có nồng độ chất hữu cơ cao. Trong các trạm xử lý nước thải đô thị thường có các công trình phân hủy ( bể metan ) để xử lý kỵ khí bùn cặn. Vấn đề thiếu năng lượng trong những năm 70 đã 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 thực 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 làm giảm đáng kể thời gian lưu bùn trong các công trình xử lý kỵ khí. Ngày nay, xử lý sinh học kỵ khí còn được áp dụng để xử lý nước thải có nồng độ chất hữu cơ trung bình và thấp như nước thải sinh hoạt. 1.2. LỊCH SỬ PHÁT TRIỂN Trước những năm cuối của thế kỷ 19, metan đã được biết tới là khí được sản sinh từ quá trình sinh-hóa. Vào năm 1896 việc ứng dụng quá trình phân hủy kỵ khí đã được thực hiện đầu tiên ở Anh để sản xuất ra khí metan thắp sáng cho đường phố. Sau chiến tranh thế giới thứ hai, công nghệ xử lý kỵ khí đã phát triển rất nhanh, giữa năm 1950, bể phản ứng tiếp xúc kỵ khí xuất hiện. Phát minh quan trọng này trong xử lý kỵ khí cho phép kéo dài thời gian lưu bùn ( SRT) hơn thời gian lưu nước ( HRT) trong bể phản ứng. Cuối nhưng năm 1960, Yong và McMarty đã phát minh ra bể lọc kỵ khí ( AF). Vào cuối nhưng năm 1970, Lettinga và các đồng nghiệp của ông tại trường đại học nông nghiệp Hà Lan đã phát minh ra bể xử lý sinh học dòng chảy ngược qua tầng bùn kỵ khí ( Upflow Anaerobic Sludge Blanket – UASB), công nghệ xử lý nước thải đang được ứng dụng rộng rải nhất hiện nay. Công nghệ xử lý bằng AF và UASB đã thúc đẩy sự phát triển của các kỹ thuật xử lý kỵ khí tốc độ cao, xây dựng lý thuyết về phát triển làm giàu vi sinh vật trong bùn nằm mục 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 ( EGSB) là những ví dụ điển hình nhất. CHƯƠNG 2: QUÁ TRÌNH XỬ LÝ KỴ KHÍ 2.1. CƠ CHẾ LÊN MEN KỴ KÝ Sự chuyển hóa các hợp chất cao phân tử thành khí sinh học đòi hỏi sự tác động của một vài nhóm vi sinh vật. Quá trình phân hủy kỵ khí được tiến hành qua các bước khác nhau như phân hủy kỵ khí các chất đạm, hydrat cacbon, chất béo. Quá trình chuyển hóa toàn phần bao gồm bốn giai đoạn chính. Hình 1. Quá trình phát sinh metan từ các hợp chất cao phân tử. Các chữ số thể hiện phần trăm (%) theo COD; lượng CO2 phát sinh không được đề cập ở đây. Nguồn: Gujer và Zehnder (1983) 2.1.1. Thủy phân Quá trình này chuyển hóa các chất rắn phức tạp thành các hợp chất hòa tan với trọng lượng phân tử nhẹ hơn. Quá trình này đòi hỏi sự tác động của các enzim ngoại bào tiết ra từ các vi khuẩn gây men. Các chất đạm được phân hủy thông qua các chuỗi thành các axit amin, hydrat cacbon được chuyển hóa thành các chất đường có thể hòa tan và các chất béo được chuyển thành chuỗi các axit béo và glycerin. Trên thực tế, tốc độ thủy phân có thể gây ức chế tốc độ phân hủy kỵ khí. Đặc biệt, tốc độ chuyển hóa các chất béo sẽ xảy ra rất chậm trong điều kiện dưới 20oC. 2.1.2. Axit hóa Trong quá trình axit hóa, các chất hòa tan được tạo thành từ quá trình thủy phân dưới tác dụng của các vi khuẩn lên men được chuyển hóa thành các hợp chất hữu cơ đơn giản ( axit béo dễ bay hơi, cồn, axit lactic ) và các chất khoáng ( carbon dioxit, hydro, amonia và khí hydro sulfat). Quá 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 một số loài vi khuẩn lưỡng tính có thể chuyển hóa các chất hữu cơ qua con đường oxy hóa. Điều này rất quan trọng trong xử lý nước thải kỵ khí, vì oxy hòa tan có thể gây ảnh hưởng xấu cho các vi khuẩn kỵ khí và các vi khuẩn metan hóa. 2.1.3. Axetat hóa Các hợp chất tạo thành từ quá trình axit hóa được chuyển hóa thành các sản phẩm cuối để sinh khí metan : axetat, hydro và cacbon dioxit. Như mô tả trên hình 1, khoảng 70% COD trong nước thải đầu vào được chuyển thành axit axetic và phần còn lại được tập trung làm nguồn cấp điện tử trong phản ứng tạo khí hydro. Tùy thuộc vào thế năng oxy hóa của các chất hữu cơ ban đầu, quá trình axetat hóa có thể diễn ra cùng với sự tạo thành cacbon dioxit hoặc hydro. 2.1.4. Metan hóa Metan hóa thường là giai đoạn chiếm tỉ lệ hạn chế trong toàn bộ quá trình phân hủy, mặc dù tại nhiệt độ thấp nó có thể thủy phân. Metan được tạo thành từ quá trình phân hủy axetat hoặc phản ứng khử dioxit cacbon bằng hydro, tương ứng, bởi vì các vi khuẩn lên men giấm và vi khuẩn hydro. Tổng hợp metan từ vi khuẩn lên men giấm CH3COOH → CH4 + CO2 Tổng hợp metan từ vi khuẩn hydro 4H2 + CO2 → CH4 + 2H2O Các vi khuẩn tổng hợp metan từ hydro và dioxit cacbon phát triển nhanh hơn các vi khuẩn sử dụng axetat (Henzen và Harremoes 1983), vì vậy quá trình tổng hợp metan bởi các vi khuẩn lên men giấm thường chiếm tỉ lệ giới hạn trong suốt quá trình chuyển hóa các hợp chất hữu cơ cao phân tử có trong nước thải thành khí sinh học. Các nhóm vi khuẩn khác nhau tham gia trong quá trình chuyển hóa các chất hữu cơ đều có khả năng đồng hóa và dị hóa. Vì vậy, song song với quá trình giải phòng ra các sản phẩm lên men khác nhau, lượng sinh khối mới cũng được tạo thành trong bốn giai đoạn chuyển hóa được mô tả trên. Để thuận tiện, ba quá trình đầu tiên đôi khi được gộp lại với nhâu cà được gọi là quá trình lên men axit, và quá trình thứ tư được gọi là quá trình metan hóa. Quá trình lên men axit có khuynh hướng làm giảm pH do làm phát sinh các axit béo dễ bay hơi và các chất trung gian dễ phân ly. Vì quá trình metan hóa chỉ tiến triển tốt trong điều kiện pH trung tính, nên lý do nào đó, phản ứng có thể trở nên không ổn định do tốc độ khử axit trong quá trình metan hóa giảm so với tốc độ phát sinh axit, tổng lượng axit còn lại sẽ làm giảm pH, và vì vậy gây ức chế khả năng phát tiển hoạt động của các vi khuẩn metan hóa. Trên thực tế, hiện tượng này được gọi là “chua” trong các bể phản ứng kỵ khí, và cũng là sự cố rất thường gặp trong vận hành các hệ thống xử lý kỵ khí. Để tránh hiện tượng “chua”, cần duy trì cân bằng giữa các quá trình lên men axit và metan hóa. 2.2. LƯỢNG HÓA TRONG CÁC QUÁ TRÌNH LÊN MEN KỴ KHÍ VÀ OXI HÓA Một số giới hạn các chất hữu cơ được sử dụng bởi các vi khuẩn metan hóa và các phản ứng tạo thành CO2, các phản ứng loại nhóm methyl được nêu dưới đây (Madigan và cs. 2000), tương ứng, liên quan đến các phản ứng oxy hóa hydro, axit formic, oxit cacbon, metan, metylamin và axetat. 4H2 + CO2 → CH4 + 2H2O 4HCOO- + 4H+ → CH4 + 3CO2 + 2H2O 4CO + 2H2O → CH4 + 3CO2 4CH3OH → 3CH4 + CO2 + 2H2O 4(CH3)3N + H2O → 9CH4+ 3CO2 + 6H2O + 4NH3 CH3COOH → CH4 + CO2 Trong phản ứng metan hóa của CH3COOH, axetat được tách thành metan và cacbon dioxit. COD bị loại bỏ trong bể phản ứng được tính toán theo sản phẩm metan. COD của metan là tổng lượng oxy cần thiết đề oxy hóa cacbon dioxit và nước. CH4 + 2O2 → CO2 + 2H2O Từ phản ứng trên, lượng COD/mole metan là 2x2x16= 64gO2/mole CH4. Thể tích một mol metan trong điều kiện chuẩn ( 0OC và 1atm ) là 22,414 L, nên CH4 tương đương với COD được chuyển đổi dưới các điều kiện kỵ khí là 22,414/64 = 0,35 L CH4/ gCOD. 2.3. ĐỘNG LỰC CỦA QUÁ TRÌNH PHÂN HỦY KỴ KHÍ Các quy luật động lực học về phát triển sinh học đều dựa trên hai mối quan hệ cơ bản: tốc độ sinh trưởng của vi khuẩn và tốc độ tiêu thụ của chất nền. Ảnh hưởng của nồng độ chất nền ( ví dụ chất dinh dưỡng) tới tốc độ sinh trưởng của vi sinh vật đã được mô phỏng bằng các mô hình toán học khác nhau ( Monod, 1949; Moser, 1958; Contois, 1959; Grau và cs.,1975). Hô hấp nội bào, thông thường được định nghĩa như quá trình tự phân hủy sinh khối, dùy 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 trưởng thấp. Để tính toán ảnh hưởng hưởng của các quá trình này tới tốc độ sinh trưởng, tốc độ tiêu hủy của vi sinh vật được sử dụng được sử dụng để thay cho tốc độ sinh trưởng. Động lực học của quá trình trao đổi chất của vi sinh vật có thể biểu thị bằng hai phương trình cơ bản do Monod đề xuất. Tốc độ sinh trưởng của vi sinh vật tỉ lệ thuận với tốc độ tiêu thụ chất nền (đường). dXdtg=YdSdtu=Xμ=XμmSS+Ks Tốc độ tiêu hủy của vi sinh vật, có thể diễn giải theo phương trình bậc nhất : dXdtd=-Xb Trong đó: X – nồng độ vi sinh vật ( mg VSS/ L) S – nồng độ chất nền ( mg COD/L) Y – hệ số tăng sinh khối ( mg VSS/ mg COD) µ - tốc độ sinh trưởng đặc trưng của vi sinh vật (ngđ -1) (tỉ lệ tăng sinh khối trên 1 đơn vị thời gian) µm – tốc độ sinh trưởng đặc trưng lớn nhất ( ngđ-1) b - hệ số tốc độ chết (ngđ -1) KS – hằng số Monod ( nửa bảo hòa) (mg COD/L) Các ký tự g, u và d biểu thị tương ứng với các quá trình sinh trưởng, tiêu thụ và tiêu hủy. (dX/dt)g - đại lượng biểu thị tốc độ sinh truong của vi sinh vật theo thời gian (dS/dt)u – đại lượng biểu thị tốc độ tiêu thụ chất nền ( đường) theo thời gian (dX/dt)d – đại lượng biểu thị tốc độ tiêu hủy các vi sinh vật theo thời gian (dX/dt) – đại lượng biểu thị khối lượng thực của vi sinh vật theo thời gian Phương trình tốc độ sinh trưởng của vi sinh vật cho thấy, với giá trị nồng độ chất nền cao, tỉ lệ Monod S/(S + KS) tiến tới đồng nhất và tốc độ sinh trưởng độc lập với nồng độ chất nền và tuân theo quy luật phương trình bậc không. Nếu nồng độ chất nền thấp, tỉ lệ Monod tương đương S/KS và tốc độ sinh trưởng tỉ lệ thuận với nồng độ chất nền, và tuân theo quy luật phương trình bậc nhất. Đối với các nồng độ trung gian, tốc độ sinh trưởng sẽ tương thích giữa các quy luật phương trình bậc nhất và bậc không tương ứng với nồng độ cơ chất. Trên hình 2 dưới đây biểu thị mối quan hệ giữa tốc độ sinh trưởng và nồng độ chất nền đối với hai loại vi khuẩn metan hóa : Methanotrix và Methanosarcina. Các giá trị tốc độ tăng trưởng đặc trưng lớn nhất của các loài vi sinh vật tiêu thụ axetat này, tương ứng là µm= 0,1 và 0,3 (ngđ -1). Tốc độ sinh trưởng đặc trưng bởi một nửa giá trị lớn nhất của nó khi nồng độ chất nền bằng hệ số KS, được gọi là hằng số nửa bão hòa hay hằng số hấp dẫn. Đối với Methanotrix và Methanosarcina giá trị KS, tương ứng, bằng 200 và 30 mg/L axetat. Hình 2 cho thấy các giá trị của hằng số có thể phản ánh tình trạng của hệ thống: với nồng độ axetat thấp ( <55mg/L) tốc độ sinh trưởng đặc trưng của Methanotrix cao hơn Methanosarcina và sẽ là loài vi sinh vật methan hóa điển hình trong hệ thống. Ngược lại, khi nồng độ axetat vượt quá 55mg/L, Methanosarcina sẽ phát triển mạnh hơn, chiếm ưu thế hơn so với Methanotrix và trở thành vi sinh vật tiêu thụ axetat chính trong hệ thống. Lượng sinh khối thực của các vi sinh vật trong hệ thống xử lý được xác định bằng chênh lệch giữa giá trị sinh trưởng và tiêu hủy của các vi sinh vật trong hệ thống. Sau một khoảng thời gian dài, lượng sinh khối thực của vi sinh vật còn lại sẽ tăng lên. Vì vậy, để duy trì một lượng sinh khối nhất định với tải lượng không đổi, cần duy trì một nồng độ chất nền tối thiểu, có thể tính toán được bằng cách quy giá trị tốc độ sinh trưởng bằng không. dXdt=μ-bX=0=μmSminKs+Smin-bX hay Smin=KsBμm-b Smin là giá trị thấp nhất cho phép của nồng độ chất nền trong hệ thống xử lý. Trong xử lý kỵ khí nước thải, việc chuyển hóa các hợp chất hữu cơ thành khí sinh học được tiến hành trông quá chuỗi các quá trình liên tiếp. Vì vậy, nồng độ chất nền tối thiểu sẽ bằng tổng các giá trị nồng độ nhỏ nhất tại các quá trình khác nhau. Hình 2. Quan hệ giữa tốc độ sinh trưởng VSV và nồng độ axetat. Trong thực tế, nồng độ chất nền sẽ không thể đạt được mức tối thiểu, vì nhu cầu kéo dài hơn vè thời gian lưu nước trong hệ thống sẽ làm tăng thể tích của các công trình. Nếu nồng độ chất nền lớn hơn mức tối thiểu, sẽ tồn tại một lượng tăng sinh khối thực của các vi sinh vật trong hệ thống. Trên thực tế, không thể duy trì sự tăng trưởng liên tục của các vi sinh vật trong hệ thống: sau một thời gian vận hành, hệ thống sẽ bị đầy và các vi sinh vật sẽ bị cuốn trôi khỏi hệ thống nên sự hao hụt sinh khối của các vi sinh vật sẽ không tránh khỏi. Nếu giả thiết rằng lượng vi sinh vật được sản sinh trong hệ thống xử 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 thực tế. Trong trường hợp này, một lượng vi sinh vật không đổi và nồng độ tương thích với tải lượng hữu 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 vật ): dXdtw=dXdtg+dXdtd Hoặc XR=Xπ-b Trong đó: R – Tuổi bùn (ngày) (dX/dt)w - Tốc độ lấy VSV ra khỏi hệ thống Thay thế m, ta tính được nồng độ chất nền đầu ra: S=Ks b+1Rμm-b+1R Hình 3. Quan hệ giữa nồng độ chất nền và tuổi bùn đối với các loài vi khuẩn Methanotrix và Methanosarcina. Nguồn: Gujer và Zehnder ( 1983) Phương trình nồng độ chất nền đầu ra cho thấy nồng độ đầu ra phụ thuộc vào ba hằng số (KS, µm và b) và một chu trình biến đổi: tuổi bùn R. Hình 3 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 vi sinh vật mất đi do xả bùn và vi sinh vật chết sẽ lớn hơn lượng sinh trưởng tối đa và vì vậy số lượng vi sinh vật không thể duy trì liên tục. Giá trị tuổi bùn tối thiểu có thể tính toàn từ phương trình nồng độ chất nền đầu ra với giả thiết là không diễn ra quá trình chuyển hóa trong hệ thống, tức là nồng độ chất nền S băng nồng độ đầu vào Sv. 1R=μm1+KsSv-b Thông thường, nồng độ chất nền đầu vào lớn hơn nhiều so với hằng số nửa bão hòa (nếu không đúng như vậy, việc loại bỏ chất hữu cơ sẽ khó khăn). Trong trường hợp này, phương trình nồng độ chất nền đầu ra có dạnh đơn giản hơn: Rmin=1μm-b Trong đó: Rm – tuổi bùn tối thiểu ( ngày). Thông số động lực học quan trọng khác là hằng 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 vị thời gian. Thông số này có thể được tính toán từ tốc độ sinh trương đặc trưng lớn nhất và hệ số tăng sinh khối như sau: Km=μmY Trong đó: Km – tốc độ tiêu thụ chất nền đặc trưng ( kg COD/ kg VSS.ngđ) Bảng 1 nêu giá trị các thông số động lực học quan trọng nhất đối với các quá trình lên men axit và metan hóa. Bảng 1. Các thông số động lực học của các hệ vi khuẩn kỵ khí Hệ vi khuẩn mm (ngđ -1) Y (mg VSS/ mg COD) Km (mg COD/mg VSS.ngđ) Ks (mg COD/L) Vi khuẩn axit hóa 2,0 0,15 13 200 Vi khuẩn metan 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 metan hóa, cả hai trường hợp đều đạt tốc độ chuyển hóa lớn nhất khoảng 13 mg COD/ mg VSS.ngđ. Vi khuẩn axit hóa tăng trưởng 0,15 kg VSS/ kg COD chất nền là hợp chất hữu cơ, vi khuẩn metan hóa tăng trưởng chỉ 0,03 kg VSS/ kg COD chất nền là các hợp chất tổng hợp metan. 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. Vi vậy, trong hệ nuôi cấy kết hợp các dạng vi khuẩn axit hóa và metan hóa sử dụng hỗn hợp chất nền hữu cơ, sẽ gồm : lượng vi khuẩn metan 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: trên thực tế sản phẩm metan sẽ ít hơn vì một phần chất hữu cơ trong nước đầu vào được đồng hóa bởi các vi khuẩn axit hóa sẽ không sử dụng được cho quá trình tổng hợp metan. yếu tố phân hủy chưa được tính đến. Tuy nhiên, những yếu tố này chỉ ảnh hưởng rất nhỏ nên tỉ lệ lớn nhất của sản phẩm metan trên một đơn vi sinh khối của hỗn hợp vi khuẩn sẽ chỉ bằng khoảng 1/6 lượng metan thu đượctrong quá trình nuôi cấy vi khuẩn metan hóa thuần khiết, ví dụ 13/6 = 2 mg COD/ mg VSS.ngđ. 2.4. CÁC YẾU TỐ ẢNH HƯỞNG ĐẾN QUÁ TRÌNH PHÂN HỦY KỴ 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 quá nước đầu vào. Đối với nước sinh hoạt, thông thường 3 yếu tố cuối không cần 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 hiểu chỉnh pH. Các chất dinh dưỡng ( cả các chất dinh dưỡng vĩ mô, nitơ 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 hải của sunfua không nghiêm trọng và ảnh hưởng của oxy hòa tan chỉ có thể xuất hiện khi hệ thống xử lý kỵ khí có thiết kế không hợp lý. 2.4.1. Ảnh hưởng của nhiệt độ tới quá trình phân hủy kỵ khí 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 xem như một quá trình có đều chỉnh hệ thống xử lý kỵ khí, vì trong giới hạn cho phép, nó có thể được kiểm soát bằng việc sử dụng metan sinh ra để làm ấm nước thải. Hình thức này không áp dụng cho được cho trường hợp các loại nước thải nồng độ thấp như nước thải sinh hoạt vì năng lượng thu được từ metan sinh ra không đủ làm tăng nhiệt độ của hệ thống. Nhiệt độ lớn nhất được sinh ra từ sự đốt cháy metan thu được từ quá trình phân hủy 500mg/L COD ( giá trị điển hình cho nước thải thô) là 1,5 kcal/L. Về lý thuyết việc làm tăng nhiệt độ lên 1,5OC là có thể thực hiện được, nhưng giá trị tối đa này chỉ có thể đạt được khi các chất ô nhiễm được chuyển hóa hoàn toàn thành metan – COD và nhiệt lượng chứa trong metan 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 35OC đến 40OC và “thermophilic” khoảng 55OC. Đối với xử lý nước thải sinh hoạt chỉ liên 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. Từ hình 4 có thể suy ra các kết luận như sau: Khoảng nhiệt độ tối ưu nhất là giữa 30 và 40OC. Đối với các mức nhiệt độ thấp hơn khoảng tối ưu, hiệu suất phân hủy giảm khoảng 11% khi giảm 1OC, hoặc theo phương trình Arrhenius. rt=r301,11(T-30) Trong đó: T – nhiệt độ ( OC) rt, r30 – hiệu suất phân hủy tại các mức nhiệt độ tương ứng