QUÁ TRÌNH KHỬ NITƠ VÀ PHỐT PHO

 

1.Nguyên lý xử lý phốtpho bằng keo tụ hóa học :

Quá trình xử lý phốtpho thường bao gồm việc kết dính phốtpho vào các cặn lơ lửng trong nước thải và sau đó sẽ loại bỏ các cặn lơ lửng đó. Phốtpho có thể được kết dính vào cả cặn sinh học hay cặn hóa lý. Xử lý phốtpho bằng phương pháp kết tủa hóa học sẽ được trình bày trong mục này gồm (1) nguyên tắc của quá trình xử lý và (2) bản chất hóa học.

Để tối ưu hiệu suất và tối thiểu các thiết bị và chi phí hóa chất, bể điều hòa cần được sử dụng. Bên cạnh đó, cần khử clo ở đầu ra để loại bỏ nguy cơ gây độc của các hợp chất clo.

1.1. Nguyên tắc của quá trình xử lý

Các hóa chất sử dụng cho quá trình xử lý bao gồm vôi và muối kim loại. Hai loại muối kim loại sử dụng phổ biến nhất là sắt (III) clorua và nhôm sunfat. Sắt (II) sunfát và sắt (II) clorua cũng thường được sử dụng do chúng là phụ phẩm của quá trình sản xuất thép. Ngoài ra, polyme cũng được sử dụng để tăng kết dính với muối sắt và nhôm. Vôi sống được sử dụng ít phổ biến hơn do thường làm tăng lượng bùn so với muối sắt và các vấn đề về vận hành, bảo quản, duy tu khác. Quá trình kết tủa phốtpho có thể được thực hiện ở nhiều điểm khác nhau trong hệ công nghệ xử lý nước thải . Các vị trí kết tủa photpho có thể được phân biệt thành (1) tiền kết tủa, (2) đồng kết tủa và (3) kết tủa sau lắng thứ cấp sau lắng thứ cấp

* Tiền kết tủa: Các hóa chất keo tụ sẽ được thêm vào ở giai đoạn nước thải thô chưa được xử lý. Quá trình kết tủa sẽ diễn ra trong giai đoạn xử lý bậc 1 và phốtpho sẽ được loại bỏ cùng bùn hóa lý.

* Đồng kết tủa: Các hóa chất kết tủa sẽ được thêm vào ở (1) đầu ra của xử lý sơ Cấp, (2) bể bùn hoạt tính và (3) đầu ra của bể xử lý sinh học trước bể lắng thứ cấp. Các chất kết tủa sẽ được loại bỏ cùng với bùn sinh học.

* Kết tủa sau: Các hóa chất kết tủa sẽ được thêm vào ở đầu ra của bể lắng thử Cáp Trong quá trình này, các chất kết tủa sẽ được loại bỏ trong một bể lắng rời hoặc Để lọc nối tiếp.

1.2. Bản chất hóa học của quá trình xử lý

Các hợp chất phốtpho kết tủa được hình thành từ các gốc phốtphát hòa tan dưới tác động của các muối kim loại đa hóa trị. Các muối kim loại đa hóa trị thường được sử dụng là canxi (II), nhôm (III) và sắt (III). Phần bên dưới sẽ được chia thành hai cơ chế phản ứng khác nhau do bản chất hóa học trong quá trình kết tủa phốtpho của muối canxi có nhiều khác biệt so với muối nhôm và sắt.

Muối canxi được sử dụng dưới dạng với thành phẩm, Ca(OH)₂. Khi vôi được cho vào nước sẽ tác dụng với các bicácbonát tự nhiên trong nước và tạo thành CaCO₃. Khi pH của môi trường tăng lên trên 10, các ion canxi dư sẽ tác dụng với phốt phát và tạo thành chất rắn kết tủa hydrôxylapatít Ca₁₀(PO₄)₆(OH)₂, theo phương trình (1-1) bên dưới:

10Ca²⁺ + 6PO₄³⁻ + 2OH⁻ ↔ Ca₁₀(PO₄)₆(OH)₂                                (1-1)

Do bản chất là vôi phản ứng với kiềm trong nước thải nên lượng với cần để xử lý sẽ không phụ thuộc vào lượng phốtphát mà phụ thuộc vào độ kiềm của nước thải. Thông thường, lượng với cần sẽ cao hơn 1,4 – 1,5 lần lượng kiềm có trong nước thải tính theo CaCO₃. Do quá trình kết tủa đòi hỏi pH cao nên kỹ thuật đồng kết tủa thường không khả thi. Sau khi đã thêm vôi vào dòng nước thải thô hoặc sau xử lý bậc 2 thì cần phải điều chỉnh lại pH cho các quá trình xử lý sau đó. Có thể thực hiện hạ thấp pH bằng cách sử dụng CO₂.

Các phản ứng của quá trình kết tủa phốtpho bằng muối nhôm và sắt xảy ra theo các phương trình phản ứng sau:

Al³⁺ + HₙPO₄³⁻ⁿ ↔ AlPO₄ + nH⁺                                                          (1-2)

Fe³⁺ + HₙPO₄³⁻ⁿ ↔ FePO₄ + nH⁺                                                       (1-3)

Đối với muối nhôm và sắt thì 1 mol của muối này sẽ phản ứng với 1 mol phốtphát. Tuy phản ứng đơn giản nhưng lại phụ thuộc vào rất nhiều yếu tố như độ kiềm, pH, các chất dạng vết (trace), phức kim loại và các phản ứng cạnh tranh khác. Do các phản ứng cạnh tranh nên không thể sử dụng phương trình trên để tính toán lượng muối kim loại cần dùng trong quá trình xử lý. Liều lượng muối kim loại cần phải được xác định dựa trên các thí nghiệm thực tế bằng nước thải hoặc trực tiếp trên công trinh xử lý nước thải, đặc biệt nếu có sử dụng polyme.

2.Nguyên lý xử lý nitơ và phốtpho bằng sinh học

Việc xử lý và kiểm soát các chất dinh dưỡng nitơ và phốtpho trước khi xả thải là rất quan trọng và cần thiết do nitơ và phốtpho đều có ảnh hưởng rất lớn đến chất lượng nguồn tiếp nhận. Các quá trình sinh học bên dưới đây thường được áp dụng trong thực tế tùy theo điều kiện cụ thể của nguồn thải:

– Chỉ xử lý nitơ, không xử lý phốtpho;

– Xử lý cả nitơ và phốtpho;

– Xử lý phốtpho có hoặc không có quá trình nitrát hóa;

– Xử lý phốtpho quanh năm nhưng xử lý nitơ theo định kỳ nhất định.

Nội dung mục này sẽ giới thiệu ngắn gọn về nguyên lý và kiểm soát nitơ và phốtpho bằng phương pháp sinh học.

2.1. Xử lý nitơ

Trong nước thải, nitơ tồn tại ở nhiều dạng khác nhau và có khả năng biến đổi giữa các dạng với nhau. Sự biến đổi đó cho phép nitơ amôni chuyển sang dạng sản phẩm có thể xử lý dễ dàng. Hai cơ chế chủ yếu để xử lý nitơ là đồng hóa và quá trình nitrát hóa/khử nitrát.

Nitơ trong nước thải đóng vai trò như một nguồn dinh dưỡng. Do đó, các vi khuẩn sẽ đồng hóa nguồn dinh dưỡng này và gắn kết chúng vào thành tế bào vi khuẩn. Một phần nitơ amôni sẽ được thải hồi trở lại nước thải khi vi khuẩn chết và tế bào bị phân hủy.

Trong quá trình nitrát hóa/khử nitrát, việc xử lý nitơ bao gồm hai giai đoạn chuyển hóa chính. Trong giai đoạn đầu, nitơ amôni sẽ được chuyển hóa trong điều kiện hiếu khí thành nitơ nitrát. Tuy vậy, giai đoạn đầu này chỉ mang ý nghĩa đơn thuần là chuyển hóa trạng thái mà không xử lý được nitơ do lượng nitơ được chuyển hóa vẫn tồn tại trong nước thải. Giai đoạn sau, lượng nitơ nitrát sau khi được ôxy hóa sẽ được khử tạo thành dạng khí, được tách khỏi nước thải và hoàn thành quá trình xử lý

2.2. Quá trình nitrát hóa

Quá trình nitrát hóa là giai đoạn đầu tiên của quá trình nitrát hóa/khử nitrát. Bản chất và ứng dụng của quá trình sẽ được mô tả cụ the như sau:

Hai chủng vi khuẩn phổ biến đặc trưng cho quá trình nitrát hóa là Nitrosomonas và Nitrobacter. Nhóm Nitrosomonas sẽ chuyển hóa nitơ amôni thành sản phẩm trung gian là nitơ nitrít và sau đó nhóm Nitrobacter sẽ tiếp tục chuyển hóa nitơ nitrit thành nitơ nitrát. Việc chuyển hóa nitơ amôni thành nitơ nitrít bao gồm chuỗi các phản ứng rất phức tạp được mô tả tương đối như sau:

Đối với chủng vi khuẩn Nitrosomonas :

55NH₄⁺ + 76O₂ + 109HCO₃⁻ → C₅H₇NO₂ + 54NO₂ + 57H₂O + 104H₂CO₃      (2-1)

Đối với chủng vi khuẩn Nitrobacter :

400NO₂⁻ + NH₄ + 4H₂CO₃ + HCO₃ + 195O₂→ C₅H₇NO₂ + 3H₂O+ 400NO₃⁻   (2-2)

Dựa vào các phương trình trên ta có thể định lượng được các chất cần cho quá trình để ôxy hóa 1 gam nitơ amôni cần 4,3g O₂. Trong quá trình chuyển hóa sẽ tiêu thụ một lượng lớn kiềm, 8,64 mg HCO₃ để ôxy hóa một gam nitơ amôni.

Các vi khuẩn nitrát hóa thường rất nhạy cảm với sự biến đổi của môi trường. Hỗn hợp các chất hữu cơ, vô cơ cũng như pH cũng gây ức chế hoạt động của vi khuẩn này. Khoảng pH tối ưu cho hoạt động của chủng khuẩn nitrát hóa thường dao động khoảng 7,5 đến 8,6 nhưng đôi khi cũng có trường hợp thấp hơn.

Nhiệt độ cũng tác động đến sự sinh trưởng của vi khuẩn nitrát hóa. Tuy nhiên, việc định lượng chính xác thường rất khó. Nồng độ DO lý tưởng cho quá trình nitrát hóa là trên 1 mg/l. Nếu nồng độ DO thấp hơn khoảng trên thì quá trình nitrát hóa sẽ chậm lại hoặc không xảy ra.

Quá trình nitrát hóa có thể được phân loại thành hai quá trình: sinh trưởng lơ lửng và bám dính.

Trong quá trình sinh trưởng lơ lửng, quá trình nitrát hóa có thể xảy ra trong cùng một bể phản ứng đơn bậc xử lý các hợp chất hữu cơ gốc C hoặc xảy ra ở một bể phản ứng riêng biệt trong quá trình xử lý đa bậc. Khi sử dụng quá trình xử lý đa bậc, các công trình xử lý cũng bao gồm bể lắng và bể phản ứng tương tự như quá trình bùn hoạt tính. Việc ôxy hóa amôni thành nitrát có thể được thực hiện bằng không khí hoặc với ôxy tinh khiết.

Trong quá trình sinh trưởng bám dính, quá trình nitrát hóa cũng có thể xảy ra ở cùng bể phản ứng trong xử lý một bậc hoặc bể phản ứng riêng biệt trong xử lý đa bậc, tương tự như quá trình sinh trưởng lơ lửng. Lọc sinh học nhỏ giọt, lọc sinh học tiếp xúc quay hoặc lọc sinh học có giá thể cố định có thể được sử dụng cho quá trình này.

Các hệ thống này thường không chịu được sốc tải và không có khả năng loại bỏ amôni tại lưu lượng cao điểm. Trong hệ thống xử lý một bậc thì lớp màng sinh học thường dày hơn so với bể phản ứng nitrát xử lý đa bậc do trong xử lý một bậc có đầy đủ lượng BOD cần thiết cho quá trình sinh trưởng của vi khuẩn nitrát. Việc tải quá cao có thể dẫn đến dư thừa lớp màng sinh học và gây đóng mảng và tắc nghẽn.

2.3. Quá trình khử nitrát

Khử nitrát là giai đoạn thứ hai trong quá trình xử lý nitơ bằng nitrát hóa khử nitrát. Bản chất và ứng dụng của quá trình sẽ được mô tả cụ thể sau đây:

Việc xử lý nitơ bằng cách chuyển hóa nitrát thành khí nitơ có thể được thực hiện dưới điều kiện thiếu khí hay còn gọi là quá trình khử nitrát. Trong quá khứ, quá trình chuyển hóa trên được xếp vào loại khử nitrát kỵ khí. Tuy nhiên, các phản ứng sinh hóa trong quá trình lại mang bản chất của hiếu khí nên thuật ngữ “thiếu khi ra đời để thể hiện đúng bản chất của quá trình.

Quá trình chuyển đổi trên có thể được thực hiện dưới sự hoạt động của nhiều chúng vi khuẩn nhu Achromobacter, Aerobacter, Alcaligeneus, Baccilus, Brevibacterium, Flavobacterium, Lactobacillus, Micrococcus, Proteus, Pseudomonas và Spirillium. Các vi khuẩn dị dưỡng trên có khả năng dị hóa các gốc nitơ nitrát theo hai giai đoạn. Giai đoạn đầu là khử nitrát thành nitrít, sau đó là tạo thành NO, N₂O và khí N₂.

Các giai đoạn được minh họa như sau: NO₃⁻ → NO₂⁻→ NO→N₂O→N₂

Ba sản phẩm cuối cùng trong chuỗi phản ứng trên là khí sẽ được giải phóng vào không khí. Trong quá trình khử nitrát, nồng độ ôxy hòa tan DO là chỉ tiêu rất trọng. Ngoài ra, chuỗi phản ứng sẽ tạo ra rất nhiều kiềm thể hiện qua việc tăng pH. Chỉ số pH tối ưu nằm trong khoảng 7 đến 8 tùy theo chủng vi khuẩn. Nhiệt độ cũng ảnh hưởng đến tốc độ xử lý nitrát và tốc độ sinh trưởng của vi sinh vật.

Cũng như quá trình nitrát hóa, quá trình khử nitrát cũng được phân chia thành hai quá trình cơ bản là sinh trưởng lơ lửng và sinh trưởng bám dính. Quá trình khử nitrát sinh trưởng lơ lửng thường được áp dụng trong bể phản ứng bùn hoạt tính dòng chảy nút (plug flow). Các vi khuẩn kỵ khí nhận được năng lượng cho sự sinh trưởng từ quá trình chuyển hóa nitrát thành khí nitơ nhưng cần thêm nguồn cácbon để tổng hợp tế bào. Nguồn cácbon này cần được bổ sung thêm từ bên ngoài do đầu ra của bể xử lý nitrát thường có hàm lượng cácbon rất thấp. Như trong xử lý nước thải nông nghiệp thường sử dụng mêthanol làm nguồn cácbon bổ sung. Giai đoạn tách khí nitơ cần được thực hiện trước khi dòng nước vào bể lắng để tránh hiện tượng khí nitơ bay hơi ảnh hưởng đến quá trình lắng.

Quá trình sinh trưởng bám dính được thực hiện trong cột phản ứng có chứa đá hoặc giá thể nhân tạo để vi khuẩn sinh trưởng. Tùy theo kích cỡ của vật liệu đệm mà có thể có hoặc không có bể lắng đi kèm theo. Quá trình rửa ngược hoặc sục khí cần được thực hiện thường xuyên để tránh sự lắng đọng của chất rắn trong cột phản ứng gây ra tổn thất áp lực. Cũng như quá trình khử nitrát sinh trưởng lơ lửng, quá trình bám dính cũng cần bổ sung cơ chất từ nguồn bên ngoài. Hầu như tất cả ứng dụng của quá trình này đều xây dựng theo hướng dòng chảy thuận nhưng đôi khi cũng có dòng chảy ngược.

2.4. Xử lý phốtpho

Phốtpho sẽ được tiêu thụ bởi hoạt động của vi khuẩn trong bể phản ứng sinh học. Bằng cách kiểm soát và vận hành phù hợp, vi khuẩn sẽ xử lý hiệu quả lượng phốtpho trong nước thải thông qua quá trình cố định tế bào.

Phốtpho thường tồn tại trong nước thải ở dạng orthophốtphát (PO₄³⁻), polyphốtphát (P₂O₇) và phốtpho hữu cơ. Hai dạng tồn tại sau cùng chiếm đến 70% lượng phốtpho tồn tại trong nước thải. Vi sinh vật sẽ sử dụng phốtpho trong quá trình tổng hợp tế bào và vận chuyển năng lượng. Khoảng từ 10 đến 30% lượng phốtpho sẽ bị xử lý sau quá trình sinh học bậc 2 của hệ thống. Do đó, cần phải tiêu thụ một lượng phốtpho nhiều hơn quá trình sinh trưởng thông thường để đạt hiệu quả xử lý đầu ra. Trong điều kiện hiếu khí nhất định, vi sinh vật sẽ tiêu thụ phốtpho nhiều hơn bình thường. Phốtpho cũng được giải phóng từ tế bào trong quá trình thiếu khí. Xử lý phốtpho bằng phương pháp sinh học được hoàn thiện bằng cách duy trì các điều kiện thích hợp trong bể phản ứng.

Acinetobacter là một chủng vi khuẩn phổ biến có chức năng xử lý phốtpho. Chủng vi khuẩn trên thường sử dụng VFAs (Volatile Fatty Acid) làm nguồn cơ chất để giải phóng phốtpho tích tụ trong điều kiện kỵ khí cũng như cạnh tranh với các chủng khuẩn dị dưỡng khác. Nếu như sau vùng kỵ khí là một vùng hiếu khí thì vi sinh có khả năng tiêu thụ phốtpho cao hơn mức độ bình thường. Phốtpho không những cần thiết cho quá trình tổng hợp, sinh trưởng và vận chuyển năng lượng mà còn được vi sinh vật tích trữ để sử dụng về sau. Bùn thải nếu có chứa lượng phốtpho dư thì lượng phốtpho dư sẽ được xử lý và loại bỏ bằng cách xử lý bùn hoặc dòng chảy bên trong điều kiện thiếu khí. Việc xử lý phốtpho đòi hỏi cả hai giai đoạn hiếu khí và kỵ khí dưới dạng hai bể riêng biệt hoặc hai vùng trong cùng bể.

Như đã nêu trên, hai cơ chế chính để xử lý phốtpho là xử lý bùn và dòng chảy bên. Hai quá trình xử lý phổ biến thường thấy là Phostrip và Bardenpho. Cả hai dạng trên đều sử dụng nguyên lý tiếp xúc kỵ khí – hiếu khí nối tiếp nhau nhưng có vài điểm khác biệt. Trong quá trình Phostrip, các vi sinh vật sẽ giải phóng phốtpho trong điều kiện kỵ khí và tập trung lượng phốtpho ở dòng chảy bên cho quá trình xử lý hóa học. Vôi sẽ được sử dụng để xử lý phốtpho bằng phương pháp keo tụ. Ngược lại, quá trình Bardenpho, các giai đoạn hiếu khí, thiếu khí và kỵ khí sẽ hoạt động luân phiên để xử lý cả nitơ và phốtpho. Phốtpho sẽ được xử lý bằng cách chuyển hóa vào bùn.

3.Xử lý nitơ bằng phương pháp hóa học và hóa lý

Các quá trình vật lý chủ yếu để xử lý nitơ bao gồm phương pháp tách khí, điểm gãy clo hóa và trao đổi ion. Một cuộc khảo sát thực tế 1200 nhà máy xử lý nước thải lại Mỹ cho thấy chỉ có 6 nhà máy sử dụng phương pháp tách khí, 8 nhà máy sử dụng phương pháp điểm gãy clo hóa và 1 nhà máy sử dụng phương pháp trao đổi ion. Nhược điểm của các phương pháp hóa lý là chi phí cao, không ổn định và các vấn đề vận hành, bảo trì khác

3.1 Xử lý nitơ theo phương pháp tách khí amôni

Amôni trong nước thải có thể được loại bỏ bằng cách làm cho bay hơi khỏi nước thải. Tổng quan quá trình tuy đơn giản nhưng thực tế áp dụng lại gặp rất nhiều khó khăn trong vận hành. Tốc độ chuyển hóa của amôni sang thể khí được tăng cường bằng cách tạo môi trường pH cao từ 10,5-11,5 bằng vôi. Do chi phí vận hành rất cao nên phương pháp này được áp dụng rất hạn chế.

Trong hầu hết tất cả các nhà máy xử lý nước thải áp dụng quá trình tách khí đều gặp phải vấn đề đóng cặn của muối CaCO₃ trong tháp tách khí hay hiệu suất xử lý không đạt trong mùa lạnh. Chỉ số pH cao trong dòng nước sẽ làm hấp thụ CO₂ từ không khí và gây ra hiện tượng đóng cặn CaCO₃. Tuy nhiên, lượng CaCO₃ đóng cặn cũng phụ thuộc vào bản chất của dòng nước thải và các điều kiện khí hậu địa phương. Khi nhiệt độ giảm thì lượng khí cần thiết sẽ tăng lên để duy trì hiệu suất xử lý.

3.2 Xử lý nitơ theo phương pháp clo hóa

Phương pháp điểm gãy clo hóa là phương pháp bổ sung thêm clo vào dòng nước thải để ôxy hóa nitơ amôni thành khí nitơ và các thành phần khác. Phương pháp này cũng là một giải pháp để kiểm soát các chất dinh dưỡng. Ưu điểm nổi trội của phương pháp này là nếu được vận hành tốt sẽ ôxy hóa hầu hết nitơ amôni trong nước thải. Do đạt được hiệu quả tốt trong quá trình xử lý amôni nên phương pháp này vẫn đang tiếp tục được nghiên cứu sâu hơn để khắc phục các nhược điểm của nó. Phương pháp điểm gãy clo hóa hoạt động theo phương trình phản ứng sau:

                       2NH₃ + 3HOC1→ N₂ + 3H₂O + 3HC1

Tỉ lệ cân bằng giữa lượng clo và amôni theo lý thuyết là 7÷6:1. Tuy nhiên, trong thực tế, tỷ lệ này thường dao động trong khoảng 8:1 đến 10:1. Các thí nghiệm ở quy mô phòng thí nghiệm và quy mô thực tế cho thấy pH vận hành tối ưu cho phương pháp này dao động trong khoảng 6 đến 7. Nếu vận hành vượt ra khoảng pH này thì lượng clo tiêu thụ để đạt đến điểm gãy sẽ tăng lên và vận tốc phản ứng lại giảm xuống. Trong khi đó, nhiệt độ lại không ảnh hưởng lớn đến quá trình nếu được vận hành trong khoảng pH trên.

Phương pháp điểm gãy clo có thể được sử dụng để xử lý amôni trong nước thải cho cả trường hợp xử lý riêng biệt hoặc xử lý kết hợp với cả hệ thống. Tuy nhiên, để tiết kiệm lượng clo sử dụng, phương pháp này có thể kết hợp sau quá trình nitrát hóa sinh học để giảm bớt lượng amôni đầu vào.

Để tối ưu hiệu suất và tối thiểu các thiết bị và chi phí hóa chất, bể điều hòa cần được sử dụng. Bên cạnh đó, cần khử clo ở đầu ra để loại bỏ nguy cơ gây độc của các hợp chất clo.

3.3 Xử lý nitơ theo phương pháp trao đổi ion

Trao đổi ion là quá trình mà tại đó ion của phần nhận được thay thế bởi các ion của một dạng vật liệu không hòa tan có chức năng trao đổ ion (còn gọi là nhựa trao đổi ion). Quá trình có thể được thực hiện cả dạng mẻ hoặc dạng liên tục. Trong phản ứng dạng mẻ, nhựa trao đổi ion được khuấy trộn trong bể cùng với nước thải cho đến khi phản ứng xảy ra hoàn toàn. Nhựa sau khi đã qua trao đổi được thu hồi bằng quá trình lắng, sau đó được hoàn nguyên và tái sử dụng lại. Ngược lại, đối với phản ứng dạng liên tục, nhựa trao đổi được nén lại trong các cột vật liệu và nước thải sẽ đi xuyên qua đó.

Trong kiểm soát nitơ, ion được loại bỏ khỏi dòng nước thải là NH₄⁺ và loại ion dùng để trao đổi với NH₄⁺, tùy thuộc vào bản chất của loại muối dùng để hoàn nguyên vật liệu. Hoàn nguyên là quá trình tẩy bỏ lớp NH₄⁺, tích tụ trên bề mặt lớp vật liệu trao đổi để tái sử dụng.

Mặc dù cả hai loại nhựa trao đổi ion nhân tạo và tự nhiên đều dễ tìm nhưng nhựa nhân tạo thường được ưa chuộng hơn do có tính bền cao hơn. Một vài loại nhựa tự nhiên như zeolít cũng đã được áp dụng trong quá trình xử lý nước thải để xử lý amôni. Một loại nhựa tự nhiên khác cũng được dùng để xử lý amôni là clinoptilolít, một dạng của zeolít. Khi đã sử dụng gần hết tính năng, nhựa zeolit này sẽ được hoàn nguyên bằng vôi Ca(OH)₂ và lượng amôni tích tụ sẽ được chuyển hóa thành amôni .

Phương pháp trao đổi ion thường được áp dụng rất hạn chế do đòi hỏi quá trình tiền xử lý cao, các vấn đề liên quan đến tuổi thọ nhựa và hệ thống hoàn nguyên phức tạp.

4. Xử lý phốtpho bằng phương pháp hóa học

Quá trình bổ sung hóa chất vào nước thải sẽ tạo các muối ít hoặc không hòa tan khi kết hợp với phốtphát. Các muối thường sử dụng phổ biến là alum, natri aluminát, sắt clorit và vôi. Các muối sắt sunfát và sắt clorít – một dạng phụ phẩm của quá trình sản xuất thép – cũng được sử dụng. Pôlyme cũng được sử dụng kết hợp với phèn nhôm và vôi để tạo bông .

 4.1 Xử lý phốtpho bằng muối kim loại và pôlyme

Muối nhôm hoặc sắt có thể được bổ sung ở nhiều điểm khác nhau (đa điểm) trong hệ thống để xử lý phốtpho.Tuy nhiên, việc bổ sung này thường được thực hiện sau xử lý bậc 2, khi polyphốtphát và phốtpho hữu cơ đã chuyển hóa thành orthophốt phát, do polyphốtphát và phốtpho hữu cơ khó xử lý hơn orthophốtphát. Nitơ cũng được xử lý khi bổ sung hóa chất do tạo được quá trình lắng tốt hơn nhưng thường không xử lý được amôni trừ khi hóa chất được bổ sung ở giai đoạn lắng sơ cấp. Quá trình bổ sung các hóa chất trên sẽ làm tăng lượng chất rắn hòa tan. Các phản ứng cơ bản xảy ra khi bổ sung hóa chất sẽ được đề cập cụ thể bên dưới.

4.2 Bổ sung các muối kim loại ở giai đoạn lắng sơ cấp

Khi các muối nhôm hoặc sắt được bổ sung vào nước thải thô, chúng sẽ phản ứng với các gốc orthophốtphát và tạo các chất lắng được. Các gốc polyphốtphát và phốtpho hữu cơ sẽ diễn ra các phản ứng phức tạp hơn và bị hấp phụ bởi các bông cặn. Các gốc này cùng với các chất rắn lơ lửng và một lượng BOD sẽ được loại bỏ dưới dạng bùn sơ cấp. Các quá trình khuấy trộn và tạo bông cần được thiết kế hợp lý để xử lý đạt yêu cầu. Bổ sung polyme cần được thực hiện trong giai đoạn lắng. Với dòng nước có pH thấp, cần bổ sung thêm các chất kiềm để duy trì pH từ 5 đến 7. Muối nhôm và sắt clorít thường được sử dụng theo tỷ lệ 1 đến 3 ion kim loại cho 1 ion phốtpho. Việc xác định tốc độ phản ứng xử lý phốtpho thường được thực hiện tại nhà máy xử lý nước thải. Ngoài ra còn tùy thuộc bản chất nước thải và mức độ xử lý phốtpho mong muốn.

4.3 Bổ sung các muối kim loại ở giai đoạn xử lý bậc hai

Các muối kim loại có thể được bổ sung vào bể bùn hoạt tính hoặc ở bể lắng thứ cấp để xử lý phốtpho. Trong hệ thống lọc nhỏ giọt, hóa chất sẽ được bổ sung trực tiếp vào dòng nước thải hoặc sau khi đã lọc. Cách thức bổ sung đa điểm cũng được sử dụng. Phốtpho sẽ được tách khỏi pha lỏng thông qua các quá trình hấp phụ, keo tụ, trao đổi trong cả bùn sơ cấp và thứ cấp, hoặc cả hai. Theo lý thuyết, pH hòa tan tối ưu của phèn AlPO₄ là 6,3 và muối FePO₄ là 5,3. Tuy vậy, trong thực tế, khoảng pH từ 5,5 đến 7,0 sẽ cho hiệu quả xử lý tốt nhất và cũng phù hợp với các quá trình xử lý sinh học. Liều lượng sử dụng thường dao động khoảng 1 đến 3 ion muối kim loại cho 1 ion phốt pho.

4.4 Bổ sung muối kim loại và pôlyme ở bể lắng thứ cấp

Trong một số trường hợp như bể lọc sinh học nhỏ giọt hay quá trình bùn hoạt tính mở rộng, chất rắn thường khó tạo bông và lắng trong bể lắng thứ cấp. Vấn đề này có thể trở nên nghiêm trọng khi hệ thống bị quá tải. Việc bổ sung các muối nhôm và sắt sẽ tạo sự kết tủa với các hydrôxít kim loại và phốtphát, hoặc cả hai.

Muối nhôm và sắt cùng với các pôlyme có thể được dùng để keo tụ các chất keo lơ lửng và cải thiện hiệu suất lọc. Liều lượng muối nhôm và sắt sử dụng thường dao động tỷ lệ từ 1 đến 3 ion muối kim loại cho 1 ion phốtpho với nồng độ phốt pho trong bể lắng thứ cấp lớn hơn 0,5 mg/l. Ngược lại nếu nồng độ phốtpho nhỏ hơn 0,5 mg/1 thì cần dùng nhiều muối kim loại hơn.

Pôlyme có thể được bổ sung ở (1) vùng khuấy trộn, vùng tuần hoàn dòng nước bên trong bể lắng hoặc (2) trước máy khuấy trộn hoặc (3) mương thổi khí. Thời gian khuấy trộn cho pôlyme thường dao động trong khoảng 10 đến 30 giây hoặc ngắn hơn. Tuy nhiên, không nên dùng pôlyme trong các hệ thống có vấn đề về khuấy trộn do dễ dẫn đến tình trạng lắng và keo tụ không ổn định.

4.5 Xử lý phốtpho bằng vôi

Phương pháp xử lý phốtpho bằng vôi thường ít được ưa chuộng và hiện đang giảm dần do (1) phát sinh lượng bùn lớn hơn so với việc bổ sung muối kim loại và (2) các vấn đề liên quan đến vận hành/bảo trì trong việc vận chuyển, lưu trữ và bổ sung vôi. Yếu tố chính điều khiển quá trình sử dụng vôi là mức độ cần xử lý và ph của nước thải. Do đó, liều lượng sử dụng cần phải được kiểm tra thường xuyên trực tiếp trên hệ thống. Vôi sống được sử dụng như chất trợ keo tụ trong bể lắng sơ cấp cũng như thứ cấp.

Vôi thường chỉ sử dụng cho các nhà máy xử lý nước thải quy mô lớn có quá trình hoàn nguyên CaCO₃ trở lại vôi để tiết kiệm chi phí hóa chất. Nhà máy xử lý nước thải này bao gồm các thiết bị hoàn nguyên bằng nhiệt độ lên đến 980°C. Khí CO₂ sinh ra từ quá trình này sẽ được thu hồi và tái sử dụng để điều chỉnh pH cho nước thải.

5. Xử lý nitơ bằng phương pháp sinh học

5.1. Chuyển hóa amôni bằng quá trình nitrat hóa

a) Phân loại các quá trình nitrát hóa

Việc phân loại các quá trình nitrát hóa chủ yếu dựa trên mức độ ôxy hóa nguyên tử cácbon và chức năng của việc nitrát hóa. Việc ôxy hóa nguyên tử cácbon và nitrát hóa có thể xảy ra trong một bể phản ứng dưới dạng phản ứng đơn bậc. Ngược lại, đối với các quá trình đa bậc thì ôxy hóa cácbon và nitrát hóa thường xảy ra ở nhiều bể phản ứng. Các bể phản ứng dạng sinh trưởng lơ lửng hay bám dính đều có thể sử dụng cho quá trình nitrát hóa đơn bậc và đa bậc.

Các vi khuẩn nitrát hóa thường hiện diện trong tất cả các quy trình xử lý hiếu khí nhưng số lượng thường không nhiều. Khả năng nitrát hóa của quá trình bùn hoạt tính thường gắn liền với tỷ số BOD₅/TKN. Đối với tỉ số BOD₅/TKN dao động trong khoảng 1 đến 3 thì thường tương ứng với quá trình nitrát hóa đa bậc, trong đó lượng vi khuẩn nitrát chiếm khoảng 21% toàn bộ quần thể vi sinh vật với BOD₅/TKN=1 và 8,3% quần thể với BOD₅/TKN = 3.

Trong đa số quá trình bùn hoạt tính thông thường, tỉ lệ quần thể vi khuẩn nitrat thường nhỏ hơn 0,083. Đối với tỷ số BOD₅/TKN lớn hơn 5, quá trình thường gắn với quá trình ôxy hóa cácbon và nitrát hóa, trong khi đối với tỷ số BOD₅/TKN nhỏ hơn 3 thì quá trình thường là nitrát hóa đa bậc.

b) Quá trình ôxy hóa cácbon và nitrat hóa đơn bậc

Các quá trình đơn bậc thường được sử dụng nhất là dòng chảy nút truyền thống, khuấy trộn hoàn toàn, thổi khí tăng cường và các biến thể của mương ôxy hóa. Tuy nhiên, để đạt được quá trình nitrát hóa cần phải duy trì ổn định các điều kiện cho quá trình sinh trưởng của vi khuẩn như tăng thời gian lưu bùn và cung cấp khí cho tế bào. Điều này thường được thực hiện để điều chỉnh quá trình nitrát hóa dưới tác động của sự thay đổi các yếu tố khí hậu theo mùa.

Hai quá trình sinh trưởng bám dính thường dùng là lọc sinh học nhỏ giọt và lọc sinh học tiếp xúc quay. Cũng tương tự như quá trình sinh trưởng lơ lửng, nitrát hóa trong quá trình sinh trưởng bám dính có thể được thực hiện và thay đổi thông qua việc điều chỉnh các thông số vận hành. Quá trình nitrát hóa có thể được hoàn thiện bằng cách giảm lưu lượng.

* Sinh trưởng lơ lửng

Động học của quá trình sinh trưởng lơ lửng hiếu khí có thể được áp dụng cho quá trình nitrát hóa dạng lơ lửng này.

Từ cả kết quả nghiên cứu và thực nghiệm đều cho thấy các yếu tố sau có ảnh hưởng lớn đến hiệu suất của quá trình nitrát hóa: nồng độ amôni và nitrít, tỷ số BOD₅/TKN, nồng độ oxi hòa tan, nhiệt độ và pH

Việc áp dụng các thông số động học cho việc phân tích, đánh giá quá trình nitrat hóa sinh trưởng lơ lửng trong bể khuấy trộn hoàn toàn thường bao gồm các bước sau:

1. Lựa chọn một hệ số phù hợp để kiểm soát tải lượng đỉnh, tải lượng hằng ngày và tải lượng nhất thời .
2. Lựa chọn nồng độ ôxy hòa tan DO thấp nhất. Nồng độ DO thường chọn là 2,0 mg/l để tránh ảnh hưởng tiêu cực của nồng độ DO thấp lên tốc độ nitrát hoá
3. Xác định pH của quá trình vận hành, thông thường trong khoảng 7,2 đến 9;
4. Tính toán tốc độ sinh trưởng của vi khuẩn nitrát trong các điều kiện bất lợi nhất về nhiệt độ, DO và pH
5. Xác định thời gian lưu bùn tối thiểu dựa trên tốc độ sinh trưởng ở bước 4;
6. Xác định thời gian lưu bùn sau khi đã qua hệ số an toàn ở bước 1;
7. Xác định nồng độ nitơ ở dòng ra;
8. Xác định thời gian lưu nước cần thiết để đạt được nồng độ nitơ như trên,
9. Xác định tốc độ sử dụng cơ chất hữu cơ U đối với quá trình nitrát hóa đơn bậc, Quy trình tính toán cụ thể được minh họa theo ví dụ dưới đây. Yếu tố quan trọng nhất là tính toán thời gian lưu bùn và chọn hệ số an toàn. Việc tính toán quá trình nitrát hóa sinh trưởng lơ lửng này cũng tương tự như tính toán quá trình bùn hoạt tính sinh trưởng lơ lửng trong bể khuấy trộn hoàn toàn.

* Sinh trưởng bám dính

Hai quá trình sinh trưởng dính bám phổ biến là lọc sinh học nhỏ giọt và lọc sinh học tiếp xúc quay (RBC). Hiện nay, cách tính toán quá trình nitrát hóa sinh trưởng bám dính phổ biến nhất là sử dụng hệ số tải trọng hữu cơ

Đối với quá trình lọc sinh học nhỏ giọt sử dụng vật liệu đệm là đá thì tải trọng hữu cơ sẽ ảnh hưởng đến hiệu suất của quá trình nitrát hóa do chủng khuẩn dị dưỡng sẽ chiếm đa số trong quần thể ở tải trọng hữu cơ cao. Để duy trì hiệu suất nitrát hóa cao, tải trọng hữu cơ phải được điều chỉnh về khoảng giá trị được qui ước. Trong khi đó, vật liệu đệm là plastic lại cho hiệu suất tốt ở tải trọng hữu cơ cao do có diện tích bề mặt lớn. Một yếu tố ảnh hưởng nữa là vật liệu đệm plastic có khả năng thông thoáng khí tốt hơn nên dòng ôxy được luân chuyển tốt hơn các vật liệu đệm khác. Thực nghiệm cho thấy vật liệu đệm plastic thường có diện tích bề mặt lớn hơn 80% và khả năng nitrát hóa cao hơn 60% so với vật liệu đệm là đá.

Trong công nghệ RBC, lượng amôni bị ôxy hóa phụ thuộc rất lớn vào diện tích bề mặt của trống quay. Bên cạnh đó, quá trình nitrát hóa sẽ không hiệu quả nếu như BOD₅ hòa tan cao hơn 15 mg/l. Đối với dòng vào nước thải có nồng độ nitơ amôni lớn hơn 15 mg/l, cần điều chỉnh nồng độ BOD₅ về bằng với nồng độ amôni. Bước tiếp theo là sử dụng đường cong nitrát hóa thực nghiệm theo hình 8.9 để xác định số lượng thiết bị RBC cần sử dụng. Tổng của hai diện tích bề mặt sẽ là tổng diện tích bề mặt cần sử dụng cho cả hai quá trình ôxy hóa BOD₅ và nitrát hóa. Nếu xử lý trong điều kiện nhiệt độ thấp, diện tích bề mặt cần phải được điều chỉnh bằng hệ số phụ.

5.2 Quá trình nitrát hóa đa bậc

Tương tự như quá trình nitrát hóa đơn bậc, quá trình nitrát hóa đa bậc cũng sử dụng quá trình sinh trưởng lơ lửng và sinh trưởng bám dính. Nitrát hóa đa bậc được thiết kế với nhiều bể phản ứng tạo được sự linh hoạt và đạt hiệu suất xử lý tối ưu do ôxy hóa các hợp chất hữu cơ C và N tách biệt nhau. Hơn nữa, các hợp chất hữu cơ dễ phân hủy sinh học có khả năng gây độc cho vi khuẩn nitrát sẽ được phân hủy trong giai đoạn ôxy hóa các hợp chất hữu cơ gốc C.

Mức độ xử lý các gốc C hữu cơ trong giai đoạn ôxy hóa gốc C hữu cơ sẽ quyết định việc lựa chọn và vận hành quá trình nitrát hóa. Việc sử dụng quá trình sinh trưởng bám dính thường được áp dụng cho các loại nước thải có hàm lượng nitơ thấp do không cần thiết phải sử dụng bể lắng sau đó. Ngược lại, đối với quá trình sinh trưởng lơ lửng, nước thải có hàm lượng nitơ thấp sẽ gây mất cân bằng giữa lượng chất rắn mất đi trong bể lắng và lượng chất rắn tạo thành trong bể phản ứng. Sự mất cân bằng này sẽ dẫn đến sự gia tăng lượng BOD trong bể phản ứng nitrát để duy trì nguồn dự trữ chất rắn sinh học trong hệ thống.

* Sinh trưởng lơ lửng

Quá trình nitrát hóa đa bậc sinh trường lơ lửng gần như giống với thiết kế cho quá trình bùn hoạt tính. Đối với nồng độ amôni thấp thì thiết kế bể phản ứng khuấy trộn hoàn toàn hay dòng chảy nút được ưa chuộng.

Đối với quá trình nitrát hóa đa bậc, việc cần thiết đầu tiên là xác định tốc độ nitrát hóa. Thực tế cho thấy, việc đo đạc tốc độ nitrát hóa bằng thực nghiệm thường chính xác hơn tính toán lý thuyết do khó xác định được mật độ quần thể vi khuẩn nitrat.

Tốc độ nitrát hóa thường tăng theo nhiệt độ dẫn đến giảm tỷ số BOD₅/TKN, Ngoài ta, tốc độ nitrát hóa cũng phụ thuộc bởi phí và độ lớn hiệu số tử phí thực tế của nước thải đến pH tối trụ của quá trình nitrát hóa. Tốc độ nitrát hóa thường dao động trong khoảng 0,05 đến 0,6g NH₄⁺ – N/g MLVSS.ng d, tùy theo bản chất và nhiệt độ của quá trình nitrát hóa. Do biên độ dao động của tốc độ nitrát hóa quá lớn nên để áp dụng được cụ thể vào thực tế, thường phải vận hành trước với quy mô pilot.

* Sinh trưởng bám dính

Hai quá trình nitrát hóa da bậc sinh trưởng bám dính thường được sử dụng cũng là lọc sinh học nhỏ giọt và lọc sinh học quay tiếp xúc (RBC). Bể phản ứng có vật liệu đệm cố định cũng được sử dụng trong một vài trường hợp. Bể phản ứng vật liệu đệm cố định cũng tương tự như lọc cát dòng chảy ngược nhưng được cấp khí hay dòng ôxy tinh khiết từ đáy bể để duy trì quá trình nitrát hóa.

Lọc sinh học nhỏ giọt để tạo quá trình nitrát hóa có thể được sử dụng theo sau quá trình sinh trưởng lơ lửng ôxy hóa các hợp chất hữu cơ gốc C. Một kỹ thuật khác cũng khá phổ biến là kết hợp hai quá trình lọc sinh học nhỏ giọt trong đó bậc đầu tiên là ôxy hóa các hợp chất hữu cơ gốc C và bậc thứ hai dùng cho quá trình nitrát hóa. Vật liệu đệm bằng plastic thường được ưa chuộng trong các tháp lọc do diện tích bề mặt lớn. Ngoài ra, tháp lọc cần được thiết kế có thông khí cưỡng bức cần dùng trong một vài tình huống.

Hiện các nghiên cứu cho quá trình nitrát hóa đa bậc sử dụng lọc sinh học nhỏ giọt còn khiêm tốn so với các phương pháp khác.

Khi sử dụng trong quá trình nitrát hóa sinh học, lọc sinh học tiếp xúc quay thường dựa trên nồng độ amôni đầu vào hơn là nồng độ TKN.

a) Điều kiện hoạt động

Với giả thiết rằng quá trình hoạt động sẽ được cung cấp đủ khí, quá trình nitrát hóa sẽ hoạt động tốt ở điều kiện nhiệt độ ấm trong quá trình bùn hoạt tính thông thường. Nếu muốn tiến hành quá trình nitrát hóa trong quá trình bùn hoạt tính đơn bậc thì cần phải điều chỉnh các thông số vận hành như sau để ổn định các thành phần hữu cơ:

1. Cần phải bổ sung thêm ôxy cho quá trình nitrát hóa.
2. Cần kéo dài thời gian lưu bùn do chủng vi khuẩn nitrát hóa chủ yếu là vi khuẩn tự dưỡng nghiêm ngặt. Chủng vi khuẩn này thường có tốc độ sinh trưởng chậm hơn chủng vi khuẩn dị dưỡng có chức năng phân hủy các hợp chất hữu cơ.
3. Do quá trình chuyển hóa của vi khuẩn sẽ làm giảm pH nên cần thường xuyên sung vôi, bột sôda hay các hóa chất tính kiềm,

Khi áp dụng lọc sinh học tiếp xúc quay cho quá trình nitrát hóa, cần duy trì pH trong khoảng 7,2 đến 8,6 cũng như nồng độ ôxy trên 1,5 mg/l.

b) So sánh các quá trình nitrát hỏa

. Việc chọn lựa quá trình xử lý cần căn cứ vào các yếu tố sau: (1) quá trình nitrát hóa vận hành ở bể phản ứng tách biệt hay kết hợp chung với quá trình khác, (2) việc đáp ứng các tiêu chuẩn về khí hậu, thời tiết tại địa phương, (3) biên độ dao động nhiệt độ khi vận hành, (4) nồng độ amôni đầu ra mong muốn, (5) tiêu chuẩn đầu ra của các chỉ tiêu khác và (6) chi phí.

5.3. Xử lý nitơ bằng quá trình nitrát hóa khử nitrát

Trong quá trình nitrát hóa khử nitrát, bắt buộc trong nước thải phải cung cấp đủ nguồn C hữu cơ để đủ năng lượng cho vi khuẩn thực hiện các quá trình chuyển hóa.

Nguồn C ở đây có thể là có sẵn trong nước thải hoặc được cung cấp thêm từ nguồn

bên ngoài (như mêtanol).

Tốc độ của quá trình nitrát hóa được cụ thể bằng phương trình :

U’DN⁻ = UDN × 1,09⁽ᵀ⁻20⁾(1-DO)

Trong đó:

U’DN- Vận tốc khử nitrát cuối cùng;

UDN- Vận tốc khử nitrát riêng, g NO₃-N/g MLVSS.ng.đ;

T- Nhiệt độ nước thải, °C;

DO- Nồng độ ôxy hòa tan trong nước thải, mg/l.

Cần lưu ý vận tốc khử nitrát sẽ nghịch biến tuyến tính với nồng độ ôxy hòa tan (DO); vận tốc khử nitrát sẽ giảm dần về 0 khi nồng độ ôxy hòa tan giảm dần về 1 mg/l.

a) Phân loại các quá trình nitrát hóa và khử nitrat

Hai quá trình khử nitrát phổ biến là kỵ khí lơ lửng và kỵ khí bám dính. Tuy nhiên trong mục phân loại này, quá trình nitrát và khử nitrát sẽ được phân tích theo tiêu chí quá trình khử nitrát hoàn thành (1) trong hệ thống xử lý đơn bậc kết hợp giữa ôxy hóa các hợp chất hữu cơ gốc C và nitrát hóa/khử nitrát sử dụng nguồn cácbon hữu cơ có sẵn trong nước thải và nội bào – hoặc – (2) hệ thống xử lý đa bậc sử dụng nguồn C bổ sung như mêtanol. Như đã giới thiệu bên trên, quá trình xử lý đơn bậc kết hợp hay còn gọi là “một bậc bùn” và quá trình xử lý đa bậc hay còn gọi là “hai bậc bùn”. Cần lưu ý bùn của hai quá trình này có tính chất hoàn toàn khác nhau.

b) Xử lý đơn bậc kết hợp – “một bậc bùn”

Việc kết hợp quá trình ôxy hóa các hợp chất hữu cơ gốc C trong quá trình nitrat hóa/ khử nitrát thường được sử dụng dưới dạng xử lý đơn bậc kết hợp hay “một bậc bùn” do việc bổ sung nguồn cácbon từ bên ngoài không mang lại giá trị kinh tế. Quá trình đơn bậc kết hợp này có những thuận lợi như (1) giảm lượng khí cần sử dụng để xử lý lượng BOD, và nitrát hóa, (2) không cần nguồn C bổ sung từ bên ngoài như mêtanol trong quá trình khử nitrát, (3) loại bỏ các hệ thống lắng và tuần hoàn bùn. Hầu hết các hệ thống xử lý đơn bậc kết hợp trên có hiệu suất xử lý tổng nitơ từ 60 đến 80%, vài trường hợp đặc biệt lên đến 85-95%.

Trong quá trình xử lý kết hợp này, nguồn cácbon trong nước thải và màng tế bào vi khuẩn sau quá trình phân hủy nội bào sẽ được sử dụng cho quá trình khử nitrát. Trong công nghệ Bardenpho, các hệ thống hiếu khí và kỵ khí được thiết kế nối tiếp nhau mà không qua lắng để tạo quá trình khử nitrát.

Đối với công nghệ mương ôxy hóa, phải kiểm soát nồng độ ôxy hòa tan để thành các khu hiếu khí và thiếu khí trên mương. Bể phản ứng sinh học dạng mẻ SBR cũng thích hợp cho quá trình này do có khả năng tạo được các vùng hiếu khí, thiếu khí trong quá trình hoạt động.

Tốc độ khử nitrát của quá trình đơn bậc kết hợp thường dao động trong khoảng 0,075 đến 0,115 g NO₃-N/g MLVSS.ng.đ ở nhiệt độ 20°C trong bể kỵ khí với điều kiện đầy đủ nguồn dưỡng chất C. Vận tốc khử nitrát trong quá trình đơn bậc kết hợp thường bằng phân nửa so với quá trình đa bậc. Đối với quá trình sử dụng nguồn cácbon từ phân hủy nội bào thì vận tốc khử nitrát thường khoảng 0,017 đến 0,048 gNO₃-N/g MLVSS.ng.đ. Ngoài ra, tốc độ khử nitrát thường tỷ lệ nghịch với thời gian lưu bùn Oc

* Quá trình Bardenpho

Bardenpho là quá trình khử nitrát bao gồm bốn giai đoạn sử dụng cả nguồn C trong nước thải và phân hủy nội bào của vi sinh vật. Công nghệ này gồm nhiều bể phản ứng ôxy hóa các hợp chất hữu cơ gốc C, quá trình nitrát hóa và bể phản ứng thiếu khí cho quá trình khử nitrát hoạt động nối tiếp nhau.

Dòng nước thải đầu tiên sẽ được dẫn vào bể phản ứng thiếu khí khử nitrát với dòng nitrát được tuần hoàn từ bể phản ứng ôxy hóa hợp chất hữu cơ gốc C và nitrát hóa. Các hợp chất hữu cơ gốc C có sẵn trong nước thải sẽ được sử dụng để tạo quá trình khử nitrát. Do tải lượng hữu cơ đầu vào cao nên quá trình khử nitrát sẽ diễn ra nhanh chóng. Tuy vậy, lượng amôni trong bể phản ứng thiếu khí đầu tiên sẽ không biến đổi và được dẫn sang bể hiếu khí tiếp sau và xảy ra quá trình nitrát hóa tại đó. Dòng nitrát từ bể phản ứng hiếu khí này sẽ tiếp tục được dẫn sang một bể kỵ khí khử nitrát thứ hai với mục đích tăng cường quá trình khử nitrát bằng cách sử dụng nguồn C của quá trình phân hủy nội bào, khác với bể kỵ khí đầu tiên.

Cuối cùng dòng nước sẽ được dẫn sang bể hiếu khí nitrát hóa thứ hai. Bể hiếu khí này có kích thước tương đối nhỏ hơn các bể trước do mục đích chủ yếu là nitrát hóa lượng amôni còn sót lại sau bể kỵ khí thứ hai và tách khí nitơ ra khỏi dòng nước trước khi vào bể lắng. Quá trình Bardenpho này cũng được cải tiến thêm bể thứ năm nhằm kết hợp cả quá trình xử lý nitơ và phốtpho.

* Mương ôxy hóa

Trong mương ôxy hóa, dòng nước sẽ chảy theo một vòng khép kín và được cấp khí bởi các thiết bị thổi khí cơ khí. Khu vực hiếu khí, nitrát hóa sẽ được tạo thành phía hạ nguồn của máy thổi khí trong khi khu vực thiếu khí khử nitrát được tạo thành phía thượng nguồn. Dòng vào sẽ được dẫn vào khu vực thiếu khí để tận dụng nguồn C cho quá trình khử nitrát. Dòng ra sẽ được đặt phía sau khu vực hiếu khí và dẫn đến bể lắng. Xử lý nitơ bằng mương ôxy hóa có hiệu suất thấp hơn quá trình Bardenpho do thiết kế của mương chỉ có một khu vực kị khí khử nitrát.

a) Xử lý đa bậc – “hai bậc bùn”

Trong những năm đầu thập niên 1970, việc khử nitrát bằng cách sử dụng một hệ thống sinh học riêng biệt với mêtanol là nguồn cơ chất C rất phổ biến.. Với nguyên lý cho quá trình ôxy hóa các hợp chất hữu cơ gốc C và quá trình nitrát hóa/khử nitrát xảy ra các bể phản ứng độc lập nhau nên bùn sinh ra ở các bể sẽ có tính chất khác nhau,do đó sinh ra thuật ngữ “hai bậc bùn”. Lượng C dư sẽ được kiểm tra dưới dạng BOD của dòng ra, do đó cần cân nhắc và theo dõi kỹ lưỡng trong quá trình thiết kế cũng như vận hành.

b) Mô tả quá trình

Quá trình khử nitrát hóa đa bậc sử dụng mêtanol làm nguồn cung cấp C được mô tả theo các phương trình phản ứng bên dưới:

Bậc 1:

6NO₃⁻+2CH₃OH→ 6NO₂⁻ + 2CO₂ + 4H₂O

Bậc 2:

6NO₂⁻ +3CH₃OH→ 3N₂ + 3CO₂ + 3H₂O + 6OH⁻

Tổng hợp cả quá trình như sau:

6NO₃⁻+5CH₃OH→ 5CO₂ + 3N₂ + 7H₂O + 6OH⁻

Phương trình tổng hợp tế bào tiêu biểu như sau:

3NO₃⁻+14CH₃OH + CO₂ + H⁺→ 3C₅H₇NO₂ + H₂O

Trong thực tế, thường khoảng 25-30% lượng mêtanol được sử dụng cho quá trình tổng hợp tế bào. Theo một số nghiên cứu, phương trình kinh nghiệm sau mô tả được bao quát quá trình xử lý nitrát:

NO₃+1,08CH₃OH+H⁺ → 0,065C₅H₇NO₂ +0,47N₂+0,76CO₂+2,44H₂O  (*)

Nếu tất cả nitơ đều tồn tại dưới dạng nitơ nitrát thì tổng lượng mêtanol có thể tính toán theo phương trình (*). Tuy vậy, trong nước thải có thể bao gồm nitrít và ôxy hòa tan. Khi đó lượng mêtanol sử dụng có thể căn cứ theo phương trình kinh nghiệm

sau:

C* =2,47N₀+ 1,53N₁+0,87D₀

Trong đó:

C* – Lượng mêtanol cần sử dụng, mg/l;

N₀- Nồng độ nitơ nitrát ban đầu, mg/l;

N₁- Nồng độ nitơ nitrít ban đầu, mg/l;

D₀- Nồng độ DO ban đầu, mg/l.

* Quá trình sinh trưởng lơ lửng

Quá trình khử nitrát sinh trưởng lơ lửng có nhiều đặc điểm tương đồng với quá trình bùn hoạt tính dùng để xử lý các hợp chất cácbon hữu cơ. Cả hai dạng bể phản ứng khuấy trộn hoàn toàn và dòng chảy nút đều được sử dụng. Do khí nitơ sinh ra trong quá trình khử nitrát thường bám dính vào các bông cặn sinh học nên thường có bước tách khí khỏi các bông cặn sinh học giữa hai quá trình khử nitrát và lắng. Việc tách khí này có thể được thực hiện trong một mương thổi khí để dẫn dòng nước từ bể phản ứng sang bể lắng hoặc cũng có thể sử dụng một bể tách khí trung gian với thời gian sục khí ngắn khoảng 5-10 phút.

. Dạng thiết kế này cũng có thể được sử dụng để xử lý phốtpho bằng cách thêm vào muối nhôm để keo tụ phốtpho trong bể lắng. Ngoài xử lý phốtpho, thiết kế này cũng có thể khắc phục được việc vi sinh vật sinh trưởng trong pha rời rạc. Đầu ra của bể phản ứng sẽ được lọc hoặc thêm phèn nhôm (Al₂(SO4)₃.12H₂O) để loại bỏ phần còn lại của phốtpho hay các cặn lơ lửng.

Các chất rắn lơ lửng bay hơi trong bể phản ứng nitrát hóa thường chứa nhiều chủng vi sinh có ích cho quá trình chuyển hóa các gốc cácbon hữu cơ (BOD) và nitrát hóa. Sự phân bố của hai chủng vi khuẩn trên phụ thuộc nhiều vào thiết kế hệ thống. Các chất rắn lơ lửng trong bể nitrát hóa thường nhiều hơn 50 đến 100% các chất rắn lơ lửng hòa tan và có thể bao gồm nhiều cặn hóa học còn tồn đọng nếu phèn nhôm được sử dụng để keo tụ phốtpho. Ngược lại, trong bể phản ứng khử nitrát, lượng chất rắn lơ lửng bay hơi thường chiếm khoảng 40 – 70% so với lượng chất rắn lơ lửng.

Nhiệt độ có ảnh hưởng rất lớn đến hiệu suất xử lý. Do đó cần bổ sung vào quá trình tính toán thiết kế và vận hành. Việc bỏ qua ảnh hưởng của nhiệt độ trong quá trình tính toán sẽ dẫn đến xử lý không như mong muốn do hiệu suất quá trình nitrát hóa/ khử nitrát thường giảm trong điều kiện nhiệt độ thấp,

Ví dụ như sau khi sử dụng hệ số nhiệt độ 1,12 thì thể tích bể phản ứng ở nhiệt độ 10°C sẽ lớn gấp 3 lần thể tích bể phản ứng ở nhiệt độ 20°C. Từ góc độ thiết kế, cần tạo sự linh động trong việc thay đổi thể tích các bể phản ứng. Bể phản ứng phụ có thể đi kèm như bể phản ứng dòng chảy nút với chiều dài thay đổi được. Ngoài ra, lượng chất rắn trong bể có thể tăng cường trong điều kiện nhiệt độ thấp hay sử dụng bể phản ứng được bao phủ.

* Quá trình sinh trưởng dính bám

Hiện nay có nhiều phương pháp khử nitrát theo quá trình sinh trưởng dính bám đã và đang được áp dụng. Bể phản ứng tầng sôi (fluidized bed) và lọc sinh học tiếp xúc quay RBC thường được sử dụng nhất. Trong bể phản ứng tầng sôi, nước thải sẽ được dẫn ngược dòng từ dưới lên xuyên qua các tầng vật liệu mịn như cát với vận tốc được thiết kế phù hợp để các vật liệu đó luôn ở trạng thái lơ lửng hay tầng sôi.

Trạng thái tầng sôi này sẽ giúp tăng diện tích bề mặt riêng và tạo được nồng độ sinh khối cao trong bể phản ứng. Bể phản ứng dạng này có ưu điểm dễ vận hành và chiếm diện tích nhỏ

Việc vận hành hệ thống RBC cũng tương tự như quá trình hiếu khí trù việc các vật liệu đệm được nhúng chìm để tránh việc tạo thêm ôxy trong nước thải. Quá trình lắng được thiết kế thêm phía sau để loại bỏ bớt các sinh khối dư

Phương pháp chủ yếu dùng để đánh giá hiệu quả xử lý của quá trình sinh trưởng dính bám là sử dụng thông số tốc độ loại bỏ. Mặc dù đã có nhiều dữ liệu thực tế của quá trình trên nhưng vẫn nên thử nghiệm trên quy mô pilot trước khi áp dụng vào thực tế.

5.Xử lý phốtpho bằng phương pháp sinh học

Trong những năm gần đây, nhiều kỹ thuật xử lý phốtpho bằng phương pháp sinh học đã và đang được áp dụng để thay thế các phương pháp hóa học truyền thống. Như đã nêu ở trên, việc xử lý phốtpho chủ yếu dựa trên nguyên tắc hấp thụ các orthophốtphát, polyphốtphát và phốtpho hữu cơ vào trong màng tế bào. Lượng phốtpho chứa trong màng tế bào thường bằng 1/5 lượng nitơ. Tuy nhiên, theo thực nghiệm đôi khi dao động từ 1/3 đến 1/7 tùy theo điều kiện môi trường. Theo đó, lượng phốtpho xử lý được ở bậc II thường khoảng 10 đến 30% tổng lượng phốtpho đầu vào. Bằng cách sử dụng các quá trình xử lý đặc biệt, hiệu suất xử lý phốtpho sẽ thay đổi đáng kể.

Điểm quan trọng nhất của việc xử lý phốtpho bằng phương pháp sinh học là việc tiếp xúc luân phiên của vi sinh vật với các bể phản ứng hiếu khí và kỵ khí. Như đã đề cập thì việc tiếp xúc luân phiên giữa các diều kiện hiếu khí và kỵ khí sẽ đẩy mạnh hoạt động của vi sinh vật từ đó tăng thêm hiệu suất xử lý. Phốtpho không những cần thiết cho quá trình tổng hợp, sửa chữa, vận chuyển năng lượng của tế bào mà còn được tích trữ để sử dụng cho các hoạt động khác của vi sinh vật. Lượng bùn có chứa phốtpho dư sẽ được thải bỏ bằng dòng chảy bên (side stream). Việc tiếp xúc luân phiên giữa các điều kiện hiếu khí và kỵ khí là điều kiện bắt buộc trong xử lý bằng phương pháp sinh học, hay còn gọi là “dòng chảy chính”, hoặc cũng có thể thực hiện trong dòng bùn tuần hoàn, hay “dòng chảy bên”. Các quá trình xử lý phốtpho bằng phương pháp sinh học tiêu biểu thường được sử dụng như (1) quá trình A/O xử lý phốtpho bằng dòng chảy chính, (2) quá trình Phostrip xử lý phốtpho bằng dòng chảy bên và (3) bể phản ứng dạng mẻ hoạt động liên tục (SBR). Bể SBR thường sử dụng cho dòng chảy nhỏ và hoạt động khá linh hoạt, cho phép xử lý đồng thời cả nitơ và phốtpho.

5.1 Quá trình A/O

Quá trình A/O thường được sử dụng để xử lý kết hợp các hợp chất hữu cơ gốc C và phốtpho. Đây là quá trình xử lý đơn bậc (một bậc bùn) theo phương pháp sinh trưởng lơ lửng .

Quá trình xử lý cũng hỗ trợ thêm cho quá trình nitrát hóa bằng cách thiết kế thời gian lưu thích hợp trong bể hiếu khí. Bùn lắng sẽ được tuần hoàn về đầu bế và hóa trộn với dòng vào. Dưới điều kiện kỵ khí, phốtpho trong nước thải và sinh khối tuần hoàn sẽ được giải phóng dưới dạng phốtphát hòa tan. Ở giai đoạn này, một lượng nhỏ BOD sẽ được xử lý. Phốtpho sau đó sẽ được tiêu thụ trở thành sinh khối trong bể hiếu khí. Nồng độ của phốtpho ở dòng ra phụ thuộc vào tỷ số giữa BOD và phốtpho của nước thải. Kinh nghiệm cho thấy nếu tỷ số lớn hơn 10:1 thì nồng độ phốtpho hòa tan ở dòng ra có thể nhỏ hơn 1 mg/l. Ngược lại, nếu tỷ số nhỏ hơn 10:1 thì cần bổ sung thêm muối kim loại để đạt nồng độ yêu cầu.

5.2. Quá trình Phostrip (Xử lý phốtpho theo dòng chảy bên)

Trong quá trình Phostrip, một phần của bùn hoạt tính được tuần hoàn sang bể tách phốtpho kỵ khí như hình 8.20b. Thời gian lưu trong bể thường dao động trong khoảng 8-12 giờ. Lượng phốtpho giải phóng từ bể tách sẽ theo phần váng nổi thoát ra ngoài, phần bùn hoạt tính có chứa phốtpho nồng độ thấp còn lại sẽ được dẫn ngược lại bể hiếu khí. Phần váng nổi có nồng độ phốtpho cao sẽ được xử lý bằng với hoặc chất keo tụ khác trong một bể riêng và sau đó được dẫn vào bề lắng sơ cấp. Phốtpho sẽ được loại bỏ dưới dạng chất keo tụ. Các hệ thống Phostrip và bùn hoạt tính nếu được thiết kế và vận hành đúng cách có thể xử lý đạt nồng độ phốtpho ở đầu ra dưới 1,5 mg/l (trước lọc).

*Bể SBR

Bể SBR có thể xử lý kết hợp cả các hợp chất hữu cơ gốc C, nitơ và phốtpho. Việc xử lý các thành phần trên có thể kèm theo hoặc không kèm theo xử lý hóa học bằng cách thay đổi phương thức vận hành của bề phản ứng .Lượng phốtpho giải phóng và BOD tiêu thụ sẽ xảy ra ở pha khuấy trộn kỵ khí và lượng phốtpho sẽ được tiêu thụ ở pha khuấy hiếu khí sau đó.

Bằng cách thay đổi thời gian lưu như trong hình 8.23, quá trình nitrát hóa và xử lý nitrát cũng có thể được thực hiện đạt yêu cầu. Thời gian của toàn bộ chu trình nằm trong khoảng 3-24 giờ. Ngoài ra, cần phải có nguồn C bổ sung trong pha thiếu khí dưới dạng C hô hấp nội bào của sinh khối hoặc bổ sung từ bên ngoài.

* So sánh các quá trình xử lý phốtpho

Như đã đề cập ở các phần trước, xử lý bằng phương pháp sinh học có nhiều thuận lợi trong việc xử lý các chất dinh dưỡng hơn các phương pháp khác. Tuy nhiên, trong quá trình áp dụng vào thực tế cần thực nghiệm trước trên quy mô pilot do điều kiện khí hậu của mỗi địa phương là khác nhau.

6. Xử lý kết hợp cả nitơ và phốtpho bằng phương pháp sinh học

6.1. Các quá trình cơ bản xử lý kết hợp nitơ và phốtpho

Các phương pháp kết hợp xử lý nitơ và phốtpho thường dựa trên căn bản là quá trình bùn hoạt tính nhưng kết hợp thêm việc phân vùng kỵ khí, thiếu khí, hiếu khí để xử lý nitơ và phốtpho. Một vài quá trình ban đầu chỉ dùng để xử lý phốtpho nhưng sau đó được cải tiến để xử lý kết hợp cả nitơ và phốtpho. Các quá trình phổ biến thường dùng là (1) quá trình A²/O, (2) quá trình Bardenpho 5 pha, (3) quá trình UCT và (4) quá trình VIP. Bể SBR đề cập trong phần trước cũng được dùng để xử lý kết hợp nitơ và phốt pho.

* Quá trình A²/O

Quá trình A²/O là phiên bản cải tiến của quá trình A/O và có thêm phần thiếu khí cho quá trình khử nitrát . Thời gian lưu trong khu vực thiếu khí thường dao động khoảng một giờ. Khu vực thiếu khí thường chứa ít hàm lượng ôxy hòa tan. Ôxy tồn tại chủ yếu dạng liên kết hóa học trong nitrát và nitrit. Nồng độ phốtpho đầu ra sau xử lý và chưa qua lọc có thể đạt 2 mg/l; nếu qua lọc có thể đạt dưới 1,5 mg/l.

*Quá trình Bardenpho 5 bậc

Quá trình Bardenpho như đã nêu ở cũng có thể được cải tiến để xử lý kết hợp cả nitơ và phốtpho. Quá trình này được thêm vào một bề kỵ khí (bậc 5) để xử lý phốtpho. Các bậc phía sau và cách tuần hoàn bàn khác với quá trình A²/O. Quá trình năm bậc này bao gồm các bậc kỵ khí, thiếu khí và hiểu khi để xử lý cácbon, nitơ và phốtpho. Bậc phản ứng thiếu khí thứ hai thường là quá trình khử nitrát bổ sung với chất nhận điện tử là nitrát từ quá trình hiếu khí trước đổ và chất cho điện tử là cácbon hữu cơ. Bậc phản ứng hiếu khí cuối cùng thường dùng để đuổi lượng khí nitơ còn dư và hạn chế sự phóng thích phốtpho trong bể lắng ở cuối quá trình. Bùn từ bể hiếu khí đầu tiên sẽ được tuần hoàn về bể thiếu khí. Quá trình sử dụng thời gian lưu bùn dài hơn (từ 10-40 ngày) so với quá trình A²/O với mục đích tăng cường khả năng oxi hóa các hợp chất hữu cơ gốc C.

* Quá trình UCT

Quả trình UCT được phát triển bởi trường đại học Cape Town – Nam Phi cũng tương tự quá trình A²/O nhưng có hai sự khác biệt như bùn hoạt tính được tuần hoàn về bậc thiểu khí thay vì hiếu khí như quá trình A²/O cũng như quá trình nội tuần hoàn từ bậc thiếu khí về bậc kỵ khí. Việc tuần hoàn bùn về bậc thiếu khí sẽ hạn chế bớt sự xuất hiện của nitrát từ đó nâng cao giải phóng phốtpho trong bậc kỵ khí.

Bên cạnh đó, quá trình nội tuần hoàn sẽ giúp nâng cao hiệu suất sử dụng cơ chất trong bậc kỵ khí. Bùn từ bậc thiếu khí có chứa nhiều BOD nhưng ít nitrát. Việc tuần hoàn bùn từ bể thiếu khí tạo điều kiện tối ưu cho quá trình hoạt động lên men trong bế kỵ khí.

* Quả trình VIP

Quá trình VIP (Virginia Initiative Plant thuộc vùng Norfolk, bang Virginia – USA) nhiều nét tương đồng với quá trình A²/O và UCT. Tuy nhiên, khác biệt cơ bản ở cách tuần hoàn bùn như hình 8.25. Bùn hoạt tính sẽ được tuần hoàn về bậc thiếu khí với bùn đã qua nitrát hóa từ bể hiếu khí. Bùn từ bậc thiếu khi tiếp tục được dẫn về phần đầu của bậc kỵ khí. Theo thực tế quan sát được, các thành phần hữu cơ trong đầu vào sẽ được ổn định trong bậc kỵ khí từ đó giảm nhu cầu ôxy tiêu thụ.

* So sánh các quá trình xử lý nitơ và phốtpho kết hợp

Điểm thuận lợi chung của các quá trình là bùn sinh ra có chất lượng tương đương với quá trình bùn hoạt tính thông thường và thường không đòi hỏi thêm hóa chất xử lý. Vài quá trình sau khi cải tiến có thể được sử dụng để xử lý riêng biệt nitơ hoặc phốtpho.

6.2. Xử lý nitơ phốtpho trong điều kiện tự nhiên

Quá trình chuyển hóa và xử lý nitơ trong hệ thống xử lý tự nhiên bao gồm nhiều giai đoạn và phản ứng phức. Việc xử lý này tùy thuộc vào trạng thái tồn tại của nitơ trong nước thải là nitrát, nitrít hay amôni và nitơ hữu cơ. Nitơ thường tồn tại chủ yếu ở dạng nitơ amôni và nitơ hữu cơ trừ những trường hợp đặc biệt nước thải đã qua quá trình xử lý bậc cao.

Trong hệ thống xử lý tự nhiên, nitrát cũng được xử lý thông qua quá trình khử nitrát và sau đó giải phóng dưới dạng N₂O hoặc khí nitơ. Khử nitrát bằng phương pháp sinh học là yếu tố quan trọng nhất của quá trình xử lý nitrát trong hệ thống xử lý tự nhiên như cánh đồng dòng chảy tràn, lọc nhanh và hệ thống thủy sinh.

Quá trình nitrát hóa được thực hiện bởi các vi sinh vật tùy nghi trong điều kiện thiếu khí. Tuy nhiên không cần thiết phải duy trì điều kiện thiếu khí trong toàn bộ hệ thống. Khu vực thiếu khí thường nằm liền kề với khu vực hiếu khí. Để đạt được hiệu suất tốt cho quá trình khử nitrát cần phải duy trì điều kiện thiếu khí tốt bằng cách duy trì tỉ lệ C:N ổn định. Tỷ lệ nên được duy trì ở khoảng 2:1 thông qua TOC và nitơ tổng. Nguồn cácbon từ phân hủy xác thực vật đóng vai trò như một nguồn cácbon phụ trong hệ thống thủy sinh. Tuy nhiên, đối với các hệ thống có tốc độ lọc cao như cánh đồng lọc nhanh và dòng chảy tràn cần phải bổ sung nguồn C ngay dòng nước thải đầu vào. Quá trình khử nitrát không thể đạt hiệu suất như mong muốn nếu tỉ số C:N nhỏ hơn 1:1.

Đối với phốtpho, phương pháp chủ yếu để xử lý là keo tụ hóa học và hấp phụ mặc dù thực vật cũng có tiêu thụ một phần nhỏ. Phốtpho thường tồn tại chủ yếu ở dạng orthophốtphát, được hấp thụ bởi đất sét và các thành phần hữu cơ trong đất. Quá trình keo tụ hóa học thường xảy ra với canxi (ở pH trung tính hoặc kiềm) hoặc với sắt, nhôm (ở pH axít) với vận tốc chậm hơn so với quá trình hấp phụ, nhưng cả hai quá trình đều quan trọng như nhau. Phốtpho sau khi hấp phụ thường liên kết chặt và rất khó chiết tách.

Khả năng hấp phụ phốtpho của đất được đánh giá rất cao và với cả đất có cát cũng khá cao. Khu vực Calumet, Michigan sau 88 năm xử lý nước thải đô thị bằng cánh đồng lọc nhanh vẫn có nồng độ phốtpho trong nước ngầm rất thấp từ 0,1 đến 0,4 mg/l. Dù vậy, quá trình vận hành lâu dài đã gây ra sự tích tụ phốtpho trên bề mặt dày đến 0,3m và tạo ra một bề mặt bão hòa. Mức độ xử lý phốtpho của các hệ thống tự nhiên phụ thuộc rất nhiều vào mức độ tiếp xúc của dòng thải với các lớp đất. Do đó, các hệ thống xử lý như cánh đồng dòng chảy tràn và thực vật thủy sinh thì hiệu suất xử lý tương đối hạn chế.