Luận văn thạc sĩ Kỹ thuật môi trường: Kiểm soát bẩn màng MBR do nước thải phụ phẩm chế biến tôm có độ cứng và độ mặn cao

Kết quả cho thấy khả năng thích nghi và hiệu suất xử lý ô nhiễm trong môi trường có độ muối cao 27 ‰ là khá tốt, với lượng canxi 1.240 mgCaCO3.L-1 không gây ra sự tích lũy canxi trong bù

ĐẠI HỌC QUỐC GIA THÀNH PHỐ HỒ CHÍ MINH

TRƯỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA

-

QUÁCH YẾN NHI

KIỂM SOÁT BẨN MÀNG MBR DO NƯỚC THẢI PHỤ PHẨM CHẾ BIẾN TÔM CÓ ĐỘ CỨNG VÀ ĐỘ MẶN CAO

FOULING CONTROL OF MBR USING SHRIMP BY-PRODUCT WASTEWATER WITH HIGH HARDNESS AND SALINITY

Chuyên ngành: Kỹ thuật Môi trường Mã số: 60 52 03 20

LUẬN VĂN THẠC SĨ

TP HỒ CHÍ MINH, tháng 01 năm 2019

i ĐẠI HỌC QUỐC GIA THÀNH PHỐ HỒ CHÍ MINH

TRƯỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA

-

QUÁCH YẾN NHI

KIỂM SOÁT BẨN MÀNG MBR DO NƯỚC THẢI PHỤ PHẨM CHẾ BIẾN TÔM CÓ ĐỘ CỨNG VÀ ĐỘ MẶN CAO

Fouling control of MBR using Shrimp By-product Wastewater with high hardness

and salinity Chuyên ngành: Kỹ thuật Môi trường Mã số: 60 52 03 20

LUẬN VĂN THẠC SĨ

TP HỒ CHÍ MINH, tháng 01 năm 2019

ii

Công trình được hoàn thành tại: Trường Đại học Bách Khoa – ĐHQG-HCM

Cán bộ hướng dẫn khoa học : PGS.TS Nguyễn Phước Dân Cán bộ chấm nhận xét 1: PGS.TS Trần Tiến Khôi Cán bộ chấm nhận xét 2: TS Nguyễn Trung Thành Luận văn thạc sĩ được bảo vệ tại Trường Đại học Bách Khoa, ĐHQG Tp HCM ngày 18 tháng 01 năm 2019

Thành phần Hội đồng đánh giá luận văn thạc sĩ gồm: 1 PGS.TS Bùi Xuân Thành

2 PGS.TS Đặng Vũ Bích Hạnh 3 PGS.TS Trần Tiến Khôi 4 TS Nguyễn Trung Thành 5 TS Võ Nguyễn Xuân Quế Xác nhận của Chủ tịch Hội đồng đánh giá LV và Trưởng Khoa quản lý chuyên ngành sau khi luận văn đã được sửa chữa (nếu có)

CHỦ TỊCH HỘI ĐỒNG TRƯỞNG KHOA MÔI TRƯỜNG VÀ TÀI NGUYÊN

iii

TRƯỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA Độc lập - Tự do – Hạnh phúc

NHIỆM VỤ LUẬN VĂN THẠC SĨ

Họ tên học viên: Quách Yến Nhi MSHV: 7141028

Chuyên ngành: Kỹ thuật Môi trường MS: 60520320

I TÊN ĐỀ TÀI: Kiểm soát bẩn màng MBR do nước thải phụ phẩm chế biến tôm có độ cứng và độ mặn cao (Fouling control of MBR using Shrimp By-product Wastewater with high hardness and salinity)

NHIỆM VỤ VÀ NỘI DUNG:

− Xác định pH thích hợp để giảm độ cứng canxi − Đánh giá hiệu suất xử lý và khả năng bẩn màng MBR với nước thải phụ phẩm chế biến tôm ở các tải trọng, thông lượng và nồng độ canxi và nồng độ muối khác nhau

II NGÀY GIAO NHIỆM VỤ: 20/08/2018 III NGÀY HOÀN THÀNH NHIỆM VỤ: 04/01/2019 IV CÁN BỘ HƯỚNG DẪN: PGS.TS Nguyễn Phước Dân

TP.HCM, ngày tháng năm 2019

CÁN BỘ HƯỚNG DẪN

PGS.TS Nguyễn Phước Dân

CHỦ NHIỆM BỘ MÔN ĐÀO TẠO

KHOA MÔI TRƯỜNG VÀ TÀI NGUYÊN

Tôi chân thành cảm ơn tập thể Thầy, Cô Khoa Môi trường và Tài nguyên – Trường Đại học Bách khoa – Đại học Quốc gia thành phố Hồ Chí Minh đã tận trình truyền đạt kiến thức, phương pháp học tập, nghiên cứu trong thời gian tôi học tại trường

Xin gửi lời cảm ơn đến tập thể cán bộ quản lý phòng thí nghiệm Khoa Môi Trường và Tài Nguyên – Trường Đại Học Bách Khoa – Đại Học Quốc Gia Tp HCM đã nhiệt tình hỗ trợ trong suốt thời gian thực hiện luận văn

Xin chân thành cảm ơn ông Phan Thanh Lộc – Giám đốc công ty Vietnam Food (VNF) và tập thể nhân viên công ty VNF Cà Mau đã giúp đỡ và hỗ trợ tôi nước thải trong suốt quá trình nghiên cứu

Cảm ơn các bạn lớp cao học, các em sinh viên trong nhóm nghiên cứu đã luôn sát cánh cùng tôi

Cuối cùng, tôi cảm ơn gia đình đã tạo điều kiện tốt nhất về tài chính và tinh thần để tôi hoàn thành khóa học này

TP HCM, ngày 04 tháng 01 năm 2019

Quách Yến Nhi

v

TÓM TẮT LUẬN VĂN

Trong nghiên cứu này, MBR được ứng dụng để xử lý nước thải sản xuất phụ phẩm tôm Nước thải phụ phẩm tôm có nồng độ canxi và độ muối cao nên quá trình vận hành màng MF được chia làm hai giai đoạn Giai đoạn đầu, màng được vận hành ở tải trọng F/M = 0,1 và 0,2 kgCODkg-1MLVSS.d-1, với độ cứng canxi và độ mặn thay đổi: 170 mgCaCO3.L-1 và 23 ‰, 440 mgCaCO3.L-1 và 13 ‰ và 3.270 mgCaCO3.L-1 và 33 ‰ Kết quả nghiên cứu cho thấy hiệu quả xử lý COD luôn đạt từ 95 – 98 % và đạt ngưỡng xả thải cột B QCVN 11-MT:2015/BTNMT ở tải trọng F/M = 0,1 kgCODkg-1MLVSS.d-1, với độ cứng canxi và độ mặn là 440 mgCaCO3.L-1 và 13 ‰ Tuy nhiên, quá trình nitrate hóa bị ảnh hưởng nghiêm trọng khi nồng độ muối và canxi tăng lên 33 ‰ và 3.270 mgCaCO3.L-1 và gây nên sự tích lũy canxi trong bùn Ở giai đoạn 2, màng được vận hành ở tải trọng F/M = 0,2 kgCODkg-1MLVSS.d-1 với độ cứng canxi và độ mặn cố định thấp hơn 1.240 mgCaCO3.L-1 và 27 ‰ Hiệu quả xử lý COD trung bình 96 % nhưng chưa đạt quy chuẩn xả thải trong khi chỉ tiêu NH4+–N đầu ra phần lớn đều đạt dưới ngưỡng cột B QCVN 11-MT:2015/BTNMT Ảnh hưởng của nồng độ canxi đến sự tích lũy canxi trong bùn và khả năng bẩn màng thông qua theo dõi TMP và thông lượng cũng được đánh giá trong giai đoạn này Kết quả cho thấy khả năng thích nghi và hiệu suất xử lý ô nhiễm trong môi trường có độ muối cao 27 ‰ là khá tốt, với lượng canxi 1.240 mgCaCO3.L-1 không gây ra sự tích lũy canxi trong bùn và quá trình bẩn màng diễn ra khá chậm cũng như thông lượng màng được duy trì ổn định

vi

ABSTRACT

This study aimed to evaluate the performance of MBR in treating shrimp products wastewater Because of high concentrations of calcium and salinity in shrimp by-products wastewater, the process of this study was divided into two phases In the first phase, at F/M = 0,1 – 0,2 kgCODkg-1MLVSS.d-1, MBR was operated in different conditions of calcium hardness and salinity concentrations: (a) 170 mgCaCO3.L-1 and 23 ‰, (b) 440 mgCaCO3.L-1 and (c) 13 ‰ and 3.270 mgCaCO3.L-1 and 33 ‰ The results show that COD removal obtained 95 – 98% and the effluent quality met the requirements of type B of QCVN 11-MT: 2015/BTNMT at condition (b) However, the nitrification process was inhibited when salinity and calcium concentrations had increased to 33 ‰ and 3.270 mgCaCO3.L-1 and caused the accumulation of calcium in sludge In the second phase, at F/M = 0,2 kgCODkg-1MLVSS.d-1, with calcium hardness and salinity fixed lower than 1.240 mgCaCO3.L-1 and 27 ‰, respectively, COD removal obtained 96% but the effluent quality did not meet the QCVN 11-MT: 2015/BTNMT while most NH4+–N concentrations of effluent meet the the requirements of type B of QCVN 11-MT: 2015/BTNMT Monitoring TMP and flux to evaluate the effect of calcium content on the accumulation of calcium in sludge and membrane fouling during this phase The results show that the adaptability and pollutant removal efficiency of sludge in high salinity concentration of 27 ‰ is quite good, with calcium of 1.240 mgCaCO3.L-1does not cause accumulation of calcium in sludge, reducing membrane fouling and maintaining stable flux

by-vii

LỜI CAM ĐOAN

Tôi xin cam đoan toàn bộ luận văn là do quá trình nghiên cứu của tôi và cộng sự tại phòng thí nghiệm khoa Tài Nguyên và Môi Trường, Trường ĐHBK Tp HCM Những kết quả và số liệu trong luận văn được thực hiện nghiêm túc và trung thực Tôi hoàn toàn chịu trách nhiệm về nghiên cứu của mình

TP.HM, ngày 11/01/2019 Học Viên Cao Học

Quách Yến Nhi

viii

MỤC LỤC

MỞ ĐẦU 1

CHƯƠNG 1 TỔNG QUAN 3

Tổng quan về nước thải sản xuất chitin 3

1.1.1 Sơ lược về ngành sản xuất chitin và chitosan 3

1.1.2 Quy trình sản xuất chitin và chitosan tại nhà máy VNF 4

1.1.3 Đặc tính nước thải phát sinh từ quá trình sản xuất Chitin 8

1.1.4 Một số nghiên cứu xử lý nước thải chitin trong và ngoài nước 9

Tổng quan về công nghệ MBR trong xử lý nước thải chitin 10

1.2.1 Công nghệ MBR 10

1.2.2 Bẩn màng và nguyên nhân gây bẩn màng 12

1.2.3 Ảnh hưởng của ion canxi đến màng MBR 16

1.2.4 Độ mặn và một số nghiên cứu về ảnh hưởng của độ mặn đến các đặc tính hữu cơ và màng MBR 18

CHƯƠNG 2 PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 28

Nội dung nghiên cứu 28

Phương pháp nghiên cứu 29

x

DANH MỤC BẢNG

Bảng 1.1 Thành phần hóa học cơ bản của tôm thẻ chân trắng [12] 5

Bảng 1.2 Đặc tính nước thải sản xuất Chitin 9

Bảng 2.1 Thành phần và tính chất nước thải 29

Bảng 2.2 Thành phần và tính chất nước thải sau khử cứng 31

Bảng 2.3 Điều kiện vận hành của mô hình MBR 32

Bảng 2.4 Phương pháp phân tích các chỉ tiêu hóa – lý 35

Bảng 3.1 Chất lượng nước sau lắng 60 phút sau khi nâng từ pH = 5,77 đến pH = 7,5 41

Bảng 3.2 So sánh hoạt tính riêng của vi khuẩn HB, AOB và NOB với tốc độ khử của MBR ở TN2b 51

Bảng 3.3 Ảnh chụp SEM và EDX mặt ngoài các mẫu màng 64

Bảng 3.4 Ảnh chụp SEM và EDX mặt trong các mẫu màng 65

xi

DANH MỤC HÌNH

Hình 1.1 Công thức chitin [9] 3

Hình 1.2 Sơ đồ quy trình sản xuất chitin VNF 7

Hình 1.3 Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình bẩn màng [20] 15

Hình 2.1 Sơ đồ nội dung nghiên cứu 28

Hình 2.2 Mô hình thí nghiệm Jartest 29

Hình 2.3 Sơ đồ bể màng MBR 31

Hình 2.4 Sơ đồ cân bằng độ cứng 34

Hình 3.1 Hiệu quả xử lý tCOD và sCOD theo pH 37

Hình 3.2 Hiệu quả xử lý độ cứng tổng và độ cứng canxi theo pH 38

Hình 3.3 Lượng cặn rắn hình thành theo pH 39

Hình 3.4 Hiệu suất xử lý độ mặn, độ cứng, COD và TKN theo pH 40

Hình 3.5 Lượng NaOH sử dụng để nâng pH 40

Hình 3.6 Sự thay đổi COD theo thời gian vận hành 41

Hình 3.7 Sự thay đổi thành phần nitơ theo thời gian vận hành 44

Hình 3.8 Biểu đồ sự thay đổi MLSS và MLVSS 48

Hình 3.9 Diễn biến nồng độ COD, NH4+−N, NO2-−N và NO3-−N theo thí nghiệm đánh giá hoạt tính (a) bùn nuôi cấy ban đầu, (b) bùn bể MBR 50

Hình 3.10 Biểu đồ hiệu suất xử lý COD và N-NH4+, TKN của màng MBR 53

Hình 3.11 Thành phần nitơ theo %N 55

Hình 3.12 Diễn biến giá trị độ cứng trong quá trình vận hành 56

Hình 3.13 Diễn biến nồng độ canxi trong quá trình vận hành ở TN2a và TN2b 57

Hình 3.14 Hàm lượng canxi trong ngày ở TN2a và TN2b 58

Hình 3.15 Diễn biến TMP và thông lượng trong quá trình vận hành 60

Hình 3.16 Các thành phần trở lực của màng 61

Hình 3.17 Sự phân bố trở lực trên màng 61

xii

TỪ VIẾT TẮT

trong bể arotank

Mixed liquor suspended solid

xiii

1

MỞ ĐẦU 1 Giới thiệu

Quá trình sản xuất công nghiệp ngày càng phát triển với nhiều chiều hướng khác nhau dẫn đến nước thải công nghiệp có nồng độ các chất ô nhiễm cao và phức tạp Bên cạnh đó, với yêu cầu chất lượng nước xả thải ngày càng nghiêm ngặt Các quy trình bùn hoạt tính thông thường cùng với các quá trình xử lý hóa lý không thể đáp ứng được nhu cầu xử lý thì quá trình màng MBR lại có nhiều ưu thế hơn hẳn Nước thải phụ phẩm tôm chứa phần lớn chất thải dễ dàng phân hủy sinh học cũng như hàm lượng nitơ hữu cơ cao do đó phương pháp xử lý sinh hoc kèm theo sự tách pha của màng được dự kiến có thể sử dụng thành công Tuy nhiên, trong nuớc thải chitin còn chứa một lượng lớn muối khoáng Ca, Mg (chủ yếu là các hợp chất canxi từ quá trình khử khoáng với hàm lượng: 380 – 2.520 mg.L-1 [1], nồng độ canxi quá cao làm tăng độ cứng của nước, gây đóng cặn trong các đường ống và còn gây ra ô

nhiễm vô cơ trong hệ thống màng Arabi và cộng sự, 2008, khẳng định bẩn màng là

một vấn đề lớn trong kiểm soát bẩn màng MBR hiếu khí [2] Các ion vô cơ phổ biến nhất trong lớp ô nhiễm là canxi [4] Canxi, magiê, cacbonat, sunfat, silic và sắt là những chất vô cơ chính gây bẩn màng, trong đó phosphate và cacbonat là kết tủa chiếm ưu thế Các hợp chất ít tan có thể được hình thành và đóng góp nên bẩn màng trong các phản ứng giữa các cation và anion Sự phân bố chất ô nhiễm hữu cơ và vô cơ chính và tỷ lệ phần trăm được xác định lần lượt là 50,2; 7,6; 13,5; 4,7; 3,6; 3,7; 2,6 và 14,1 cho hữu cơ, Fe2O3, SiO2, Al2O3, Ca3(PO4)2, CaCO3, CaSO4 và các chất khác [5]

Khi nồng độ canxi trong nuớc thải cao chúng gây tắc nghẽn bởi sự lắng đọng của CaCO3 trên bề mặt màng và làm tăng áp lực qua màng, ảnh hưởng đến tính thấm của màng Các bẩn vô cơ cacbonat canxi dẫn đến lớp cặn gắn chặt vào bề mặt màng [4] Các ion vô cơ (cụ thể ở đây là canxi) có thể đóng góp vào sự hấp phụ của các

chất hữu cơ trên bề mặt màng [6] Cho và cộng sự, 2000, cũng giải thích tương tự,

canxi là ion liên kết mọi phân tử chịu trách nhiệm cho sự hình thành của lớp cặn dày

trên bề mặt màng, đồng thời nó cũng làm giảm sự tương tác tĩnh điện của các phân

2 tử và lỗ rỗng màng [7] Do đó sẽ làm giảm lực đẩy tĩnh điện và cho phép các phân tử

tự do đi qua các lô rỗng của màng tế bào, dẫn đến việc loại bỏ NOM thấp Doo và

cộng sự, 2000, kết luận rằng hiệu quả rửa ngược giảm đáng kể khi canxi có trong

nước thải [8] Tuy nhiên, cặn tạo ra từ kết tủa canxi chủ yếu tác động trên bề mặt màng chứ không ảnh hưởng đến các lỗ rỗng bên trong sợi màng [3]

Trước nhu cầu xử lí nước thải từ quá trình sản xuất chitin cũng như những tác động được tạo ra từ ion canxi đối với màng MBR thì đề tài “Kiểm soát bẩn màng MBR do nước thải phụ phẩm chế biến tôm có độ cứng và độ mặn cao” được tiến hành

2 Mục tiêu nghiên cứu

Nghiên cứu đánh giá khả năng bẩn màng và xác định thông số thiết kế và vận hành MBR nhằm giảm thiểu bẩn màng với nguồn nước thải có độ cứng và độ mặn cao từ quá trình sản xuất chitin

3 Phạm vi nghiên cứu

Nghiên cứu này được tiến hành trên một mô hình thực nghiệm qui mô phòng thí nghiệm và đặt tại Phòng thí nghiệm khoa Môi trường và Tài nguyên, trường Đại học Bách khoa – Đại học Quốc gia Tp.HCM

Nước thải phụ phẩm tôm đưa vào mô hình lấy từ công ty Việt Nam Food (VNF), khu công nghiệp Hòa Trung, xã Lương Thế Trân, huyện Cái Nước, tỉnh Cà Mau Nghiên cứu đánh giá khả năng bẩn màng MBR thông qua các chỉ tiêu trở lực màng, lưu lượng dòng thấm và TMP

4 Ý nghĩa khoa học thực tiễn và tính mới của đề tài

Kết quả nghiên cứu sẽ là tài liệu khoa học có giá trị tham khảo cho các sinh viên, học viên và cán bộ kỹ thuật trong ngành chế biến thủy sản cũng như môi trường Là cơ sở khoa học để các nhà máy chitin có thể tham khảo áp dụng nhằm giảm thiểu mức độ ô nhiễm của nước thải và xử lý hiệu quả hơn nước thải phụ phẩm tôm

Tính mới của đề tài: chưa có nghiên cứu về kiểm soát bẩn màng MBR do nồng độ Canxi gây ra từ nước thải phụ phẩm tôm

3

CHƯƠNG 1 TỔNG QUAN Tổng quan về nước thải sản xuất chitin

1.1.1 Sơ lược về ngành sản xuất chitin và chitosan

Chitin có công thức phân tử (C8H13NO5)n, là một polymer sinh học rất phổ biến trong tự nhiên, chỉ đứng thứ hai sau cellulose Cellulose và chitin có cấu trúc tương tự; chitin có nhóm acetamide (NH–CO–CH3) tại C–2 thay cho nhóm hydroxyl trong cellulose Vì có cấu trúc dạng tinh thể nên chitin có độ bền, độ cứng cao Chitin có màu trắng hay trắng phớt hồng, dạng vảy hoặc bột, không mùi, không vị; có thể tan trong Ordinethylactamine (DMA) có chứa 8% lithium choloride hoặc axit đậm đặc nhưng không tan trong nước, axit loãng, xút, cồn hoặc các dung môi hữu cơ khác [9]

Hình 1.1 Công thức chitin [9]

Chitin và dẫn xuất của nó, chitosan, là những hợp chất có giá trị đáp ứng nhu cầu của người tiêu dùng đối với các sản phẩm tự nhiên có tác động tích cực đến sức khỏe Các polymer này có các đặc tính sinh học độc đáo như khả năng phân hủy sinh học, chống vi khuẩn, chống oxy hóa, chống viêm và không độc tính Do đó, chúng có thể được sử dụng trong một loạt các ứng dụng công nghiệp: dược phẩm, nông nghiệp, thực phẩm, mỹ phẩm và dệt may Riêng protein được sử dụng làm nguồn thức ăn gia súc Trong tự nhiên, chitin tồn tại phổ biến trong vỏ ngoài của các loại nấm khuẩn thực vật cấp thấp, các loại động vật giáp xác như tôm, cua, côn trùng và

4 màng tế bào của các động vật cao cấp,v.v Trong lớp vỏ đó, chitin liên kết chặt chẽ với protein, lipid, các muối vô cơ (CaCO3) và các sắc tố màu (astarene, astaxanthin, canthaxanthin, litin,v.v.) [9]

Ở Việt Nam, chitin được sản xuất chủ yếu từ chế biến thủy sản Sự phát triển nhanh của ngành công nghiệp chế biến thủy sản, mỗi năm hàng chục ngàn tấn phế liệu thủy sản được tạo ra là một thách thức thực tế, chúng chiếm khoảng 75% tổng trọng lượng động vật giáp xác (tôm, cua, tôm hùm và nhuyễn thể) [9] Riêng phế liệu tôm, ước tính trên 100.000 tấn/năm [10] cho nên nếu xử lý loại chất thải này không tốt có thể dẫn đến các vấn đề về môi trường và sức khỏe con người, do đó việc khai thác chitin từ vỏ giáp xác có thể là giải pháp để giảm thiểu chất thải và sản xuất các hợp chất có giá trị được ứng dụng trong nhiều lĩnh vực

Mặc dù giá trị tiềm năng của chúng được đánh giá cao nhưng chất thải vỏ giáp xác vẫn chưa được tận dụng tốt và quá trình sản xuất loại nguyên liệu này lại tạo ra những dòng thải chứa một lượng lớn chất hữu cơ, muối khoáng, sắt tố màu, mùi, v.v gây ra ô nhiễm môi trường nghiêm trọng [11]

1.1.2 Quy trình sản xuất chitin và chitosan tại nhà máy VNF

Hiện nay vỏ đầu tôm ở Việt Nam chủ yếu được sử dụng để phục hồi chitin và số lượng rất hạn chế sử dụng để sản xuất chitosan Các thành phần hoạt tính sinh học khác như carotenoprotein, khoáng chất (chủ yếu là canxi), lipid chưa thu hồi được và được thải ra hệ thống nước thải Điều này không chỉ không tận dụng được hiệu quả các sản phẩm tôm mà còn dẫn đến các vấn đề môi trường lớn

Chitin tồn tại trong nguyên liệu dưới dạng liên kết với protein, khoáng nên quá trình sản xuất chitin cần phải khử các hợp chất phi chitin này ra khỏi chitin Lượng chitin từ chất thải vỏ thay đổi theo loài và mùa, nhưng nói chung, chúng chứa khoảng 30 – 40% protein, 30 – 50% khoáng chất (chủ yếu là cacbonat canxi) và 20 – 30% chitin cùng với các hợp chất khác như các chất màu (ví dụ, astaxanthin) và chất béo [9]

(*) Tính trên khối lượng khô tuyệt đối, độ ẩm của vỏ tôm là 76 ± 1,8%

Việc chiết xuất chitin bao gồm hai bước chính: − Khử khoáng: Loại bỏ khoáng bằng axit hoặc tác nhân tạo phức − Khử protein: Tách protein bằng kiềm hoặc enzyme protease Hai bước này có thể đổi vị trí cho nhau phụ thuộc vào phương pháp thu hồi protein, carotenoid và ứng dụng của Chitin Sản xuất chitin từ phế liệu thủy sản có thể thực hiện bằng phương pháp hóa học, sinh học hoặc hóa học kết hợp với sinh học Đối với phương pháp hóa học, vỏ đầu tôm sẽ được rửa sạch, đem sấy khô, nghiền hoặc nghiền thành bột để giảm kích thước Tiếp theo acid HCl được sử dụng để để loại bỏ các thành phần khoáng như canxi cacbonat, canxi photphat Protein sẽ được loại bỏ bằng NaOH Và bước cuối cùng acetone hoặc hỗn hợp dung môi hữu cơ được sử dụng để loại bỏ các sắc tố màu như carotenoids ra khỏi chitin Để tránh các vấn đề về môi trường từ việc sử dụng axit HCl và kiềm NaOH, phương pháp sinh học ra đời nhằm cung cấp một cách khác để chiết xuất chitin Các hệ vi khuẩn, nấm men hoặc các enzyme được sử dụng để khử protein và khoáng Trong thực tế, vi khuẩn sản xuất axit lactic được sử dụng để khử khoáng và vi khuẩn protease được dùng để loại bỏ protein Các quy trình sản xuất chitin ở quy mô lớn chủ yếu sử dụng phương pháp hóa học do có ưu điểm như nhanh, đơn giản, dễ thực hiện ở quy mô lớn Tuy nhiên, phương pháp hóa học cũng có nhiều nhược điểm như sản phẩm chitin có phân tử lượng thấp, độ nhớt thấp, dư lượng hóa chất lớn, ăn mòn thiết bị và đặc biệt gây ra ô nhiễm môi trường rất trầm trọng

6 Việt Nam có trên 10 cơ sở sản xuất chitin, trong đó có 1 cơ sở ở miền Bắc (Hải Phòng), 2 cơ sở ở miền Trung (Nha Trang), 5 cơ sở ở miền Nam (Vũng Tàu, Cà Mau, TP HCM) Vì thế, nó đang gây ô nhiễm không khí và nguồn nước ở mức độ cao

Quy trình sản xuất Chitin áp dụng ở nhà máy VNF

a Phương pháp hóa học cải tiến (có thu hồi)

Phế liệu tôm sau khi đã tách ép lấy dịch protein sẽ được đưa vào bồn chứa, được rửa sơ bộ bằng nước sạch ở lần rửa đầu tiên và rửa lần 2 bằng axit phế (nước nấu axit DC1) nhằm tiết kiệm lượng axit cho quá trình khử khoáng tiếp theo Sau khi rửa sơ bộ, phế liệu tôm được ngâm trong hỗn hợp axit HCl 32% với nước rửa axit lần 1 DC2 từ 8 đến 9 giờ Xả nước nấu axit DC1 vào bồn chứa axit phế, nguyên liệu còn lại trong bồn được rửa bằng nước sạch 2 lần và rửa bằng xút phế (nước nấu xút DP1) 2 lần để tiết kiệm lượng NaOH dùng cho công đoạn sau Sau khi xả bỏ hết nước rửa axit (chỉ giữ lại nước rữa axit lần 1), nguyên liệu được ngâm trong hỗn hợp nước và xút NaOH 98% trong 8 đến 9 giờ Sau quá trình ngâm, nước nấu xút DP1 được xả vào bồn chứa xút phế, nguyên liệu còn lại trong bồn chứa được rửa lại 4 lần bằng nước sạch Tiến hành xả liệu ta thu được Chitin ướt

b Phương pháp hóa sinh (có thu hồi)

Thay dòng vào rửa nước bằng dòng rửa enzyme Cho enzyme với tỷ lệ 1% vào bồn chứa phế liệu tôm, cho nước sạch vào, sục khí nóng khoảng 60ºC và ngâm trong 30 phút Sau đó, xả nước nấu enzyme vào bồn chứa enzyme phế, nguyên liệu còn lại trong bồn được rửa lần lượt được rửa bằng nước sạch và dòng nước rửa axit lần 2 DC3 Quy trình còn lại giống như phương pháp hóa học cải tiến

7 Hóa học cải tiến; Hóa sinh

Hình 1.2 Sơ đồ quy trình sản xuất chitin VNF

RỬA SƠ BỘ Lần 1 RỬA SƠ BỘ Lần

2 NẤU AXIT

RỬA AXIT Lần 1

WS1

WS2

DC1 DC1

DC2 HCl + DC2

DP1 DP1

HỆ THỐNG NƯỚC THẢI

RỬA SƠ BỘ Lần 1 RỬA SƠ BỘ Lần

2 NẤU AXIT

RỬA AXIT Lần 1 WS

2

WS3

RỬA AXIT Lần 4 DC5

RỬA XÚT Lần 4 DP5

XẢ LIỆU Lần 1 TW

1

ENZYME

XẢ LIỆU Lần 2 TW

2

8

1.1.3 Đặc tính nước thải phát sinh từ quá trình sản xuất Chitin

Trong quá trình sản xuất, nước thải chitin chủ yếu phát sinh từ các công đoạn: kho chứa vỏ tôm, đầu tôm, cua chưa xử lý; công đoạn rửa nguyên liệu, loại bỏ phần hữu cơ ra khỏi xác; công đoạn rửa axit khử khoáng; công đoạn rửa kiềm khử protein; công đoạn xả liệu và nước thải sinh hoạt Do nước thải phụ phẩm tôm là tập hợp của nhiều dòng thải với nhiều công đoạn xử lý khác nhau nên nước thải phụ phẩm tôm chứa hàm lượng rất cao các chất ô nhiễm hữu cơ (COD, TKN, SS), nitơ và photpho Ngoài ra, do đặc điểm địa lý, tính chất nguyên liệu sử dụng và hóa chất sử dụng trong các giai đoạn sản xuất mà độ mặn và độ cứng cao cũng là những đặc trưng riêng biệt của loại nước thải này

Đặc tính nước thải chitin có độ dao động lớn, bất ổn định, phụ thuộc nhiều vào

nguyên liệu đầu vào và công nghệ sản xuất áp dụng Theo nghiên cứu của Hải và

cộng sự, 2012 [1], nước thải có độ pH dao động trong khoảng rộng do các công đoạn

rửa axit và kiềm đậm đặc Hàm lượng COD trong nước dao động 13.869 – 14.540 mg.L-1, BOD5 từ 130 – 735 mg.L-1, Nitơ hữu cơ từ 673 – 947 mg.L-1, Photpho tổng từ 139 – 197 mg.L-1, chất rắn lơ lửng 4.638 – 5.098 mg.L-1 chứng tỏ mức độ ô nhiễm chất dinh dưỡng cao Trong nước thường có các mảnh vụn vỏ tôm, ghẹ,v.v dễ lắng Hàm lượng muối khoáng trong nước thải tương đối cao, chủ yếu là hợp chất canxi từ quá trình khử khoáng Còn theo nghiên cứu của công ty môi trường Ngọc Lân (tỉnh Bình Dương), tính chất nước thải chitin có mức độ ô nhiễm rất cao, thể hiện qua hàm lượng COD trong nước dao động 12.000 – 14.000 mg.L-1, BOD5 từ 7.000 – 9.000 mg.L-1, pH của dòng thải thấp từ 2 – 4 chứng tỏ nước thải có tính axit Với nguyên liệu đầu vào có astaxanthin nên nước thải có độ màu cao

Theo Nhi và cộng sự, 2017, quy trình sản xuất chitin được so sánh ở cả ba

phương pháp: hóa học truyền thống, hóa học cải tiến và hóa – sinh cải tiến [10] Về cơ bản, phương pháp hóa học cải tiến tương tự như phương pháp hóa học truyền thống Điểm khác biệt ở đây là phương pháp hóa học cải tiến có thu hồi và tái chế dòng axit và xút rửa giúp tận dụng nguồn thải Phương pháp hóa – sinh cải tiến được thay thế bước rửa sơ bộ ban đầu bằng enzyme, làm giảm lượng hóa chất sử dụng

9 Mặc dù ứng dụng phương pháp cải tiến vào quy trình sản xuất chitin giúp làm giảm chi phí và lượng hóa chất sử dụng hằng ngày, nhưng điều này lại làm sản sinh ra nồng độ các chất ô nhiễm COD, TKN, TP và Ca nhiều so với quy trình sử dụng phương pháp truyền thống do sử dụng dòng axit và xút tái chế làm tăng lượng COD và TKN

Bảng 1.2 Đặc tính nước thải sản xuất Chitin

1.1.4 Một số nghiên cứu xử lý nước thải chitin trong và ngoài nước

Theo kết quả nghiên cứu [1], hiệu quả xử lý nước thải chitin của bể MBBR kỵ khí cao nhất ở tải trọng 7 kgCOD.m-3.d-1 và COD trong nước thải đầu ra giảm còn 795 mg.L-1 Nồng độ COD đầu ra thấp nhất của nước thải sau khi được xử lý bằng bể MBBR kỵ khí nối tiếp hiếu khí là 179 mg.L-1 tương ứng với thời gian lưu nước là 8 giờ Hiệu suất đạt được ở tải trọng này là 90% và kém hiệu quả hơn ở các tải trọng 3, 5, 9 kgCOD.m-3.d-1 Dotto và cộng sự, 2013 [11], đã dùng sản phẩm chitin của quá

trình sản xuất kết hợp với phèn nhôm aluminum sulfat làm hệ keo tụ và trợ keo tụ để xử lý nước thải phụ phẩm tôm Kết quả nghiên cứu cho thấy hiệu suất lại bỏ đạt giá trị cao nhất tại nồng độ Al2(SO4)3 là 300 mg.L-1, pH dưới 6,0 hoặc 8,5 với các giá trị loại bỏ lần lượt là 20%, 89% và 85% cho tổng chất rắn, chất rắn lơ lửng và độ đục

Chỉ tiêu Đơn vị Hải và cộng sự, 2012 [1] Cty Ngọc

Lân

Nhi và cộng sự, 2017 [10] Hóa học

truyền thống

Hóa học cải tiến

Hóa – Sinh cải tiến

pH 3,62 – 12,05 2 – 4 0,39 – 12,46 0,68 – 12,34 0,64 – 12,32 BOD5 mg.L-1 130 – 735 7.000 –

COD mg.L-1 13.869 –

14.540

12.000 – 14.000

7.511 – 37.442

1.024 –71.841

2.954 – 37.205 TN mg.L-1 673 – 947 120 – 160

10

Theo Zhao và cộng sự, 2009, [13] nghiên cứu thực hiện thu hồi được 69 % lượng

NaOH bằng phương pháp lọc màng UF kết hợp với lọc màng NF cho dòng thải kiềm của quá trình sản xuất chitin Nghiên cứu cũng kết luận lọc màng UF là rất cần thiết

cho quá trình tiền xử lý nước dòng kiềm trước khi đưa vào hệ thống NF Còn Yue –

ping và cộng sự, 2004, [14] đã xử lý dòng thải acid của nước thải sản xuất chitin bằng

phương pháp oxi hóa vi điện cực tiếp xúc Kết quả cho thấy, vi điện phân Fe – C có thể loại bỏ khoảng 30% COD, tăng pH từ 0,7 lên 5,5 và hiệu quả khử COD bằng các quá trình hóa sinh phía sau đạt hơn 80% Trong suốt nửa năm hoạt động, toàn bộ hệ thống đã hoạt động rất ổn định và có kết quả tốt, mọi chỉ số chất lượng của nước thải đều đáp ứng các tiêu chuẩn xả thải dự kiến; có nghĩa là nước thải phụ phẩm tôm có

thể được xử lý bằng kỹ thuật điện phân vi mô, oxy hóa tiếp xúc

Tóm lại, các công trình nghiên cứu được công bố về xử lý nước thải chitin là rất ít Hiện nay, việc xử lý nước thải sản xuất chitin đang là mối quan tâm trăn trở của các doanh nghiệp nhằm tìm kiếm giải pháp hữu hiệu để giảm thiểu ô nhiễm COD, SS, nitơ và canxi Chính vì vậy mà đề tài nghiên cứu này sẽ góp phần bổ sung những tài liệu có giá trị tham khảo nhằm mục đích phát triển bền vững và bảo vệ môi trường của ngành thủy sản

Tổng quan về công nghệ MBR trong xử lý nước thải chitin 1.2.1 Công nghệ MBR

Với các tiêu chuẩn xả thải ngày càng nghiêm ngặt, các phương pháp xử lý thông thường (sinh học hoặc hóa học) ít khi đáp ứng được các tiêu chuẩn này Trong việc kết hợp phân hủy sinh học và phân tách vật lý, công nghệ MBR đã tạo ra thế chủ động và nhiều loại MBR mới tồn tại để đảm bảo rằng nước sau xử lý đạt yêu cầu và tuân theo tiêu chuẩn nước tái sử dụng MBR có thể đạt được hiệu quả loại bỏ chất dinh dưỡng cao và duy trì sinh khối hoàn toàn mà không cần một chất làm sạch thứ cấp Trong những thập kỷ qua, những lợi thế độc đáo như vậy của MBR đã khiến

công nghệ này ngày càng được quan tâm và đã có nhiều ứng dụng thực tế [15] Cụ

thể, việc lắp đặt lớn đầu tiên là ở Hoa Kỳ, với hệ thống MBR màng ngoài để xử lý nước thải công nghiệp tại Nhà máy General Motors ở Mansfield, Ohio vào đầu những

11 năm 1990 Năm 1998, hệ thống MBR màng chìm quy mô lớn đầu tiên để xử lý nước thải thực phẩm được lắp đặt ở Bắc Mỹ Theo thị trường toàn cầu cho MBR, tốc độ tăng trưởng trên 10% hàng năm do khả năng MBR có hiệu quả đáng kinh ngạc trong việc loại bỏ các chất gây ô nhiễm và trong một số trường hợp, MBR là lý tưởng cho các ứng dụng tái sử dụng nước thải Có hơn 2.200 MBR cài đặt đang hoạt động hoặc đang được xây dựng trên toàn thế giới và hầu hết trong số đó là để xử lý nước thải đô thị Bắc Mỹ chiếm 11% việc lắp đặt MBR trên toàn thế giới Tại thị trường châu Á, đặc biệt là Nhật Bản và Hàn Quốc, MBR quy mô nhỏ được áp dụng cho xử lý nước

thải sinh hoạt [16]

MBR còn được xem là phương pháp thay thế cho công nghệ bùn hoạt tính thông thường (CAS), trong đó chất làm sạch được loại bỏ và thay thế bằng màng để khắc phục vấn đề lắng đọng khi sinh khối không mong muốn được hình thành CAS đã được sử dụng trong một thời gian dài nhưng đối với nước thải có độ bền cao, phương pháp này không thể đối phó với hàm lượng chất vô cơ và chất hữu cơ cao do khả năng phân hủy sinh học thấp và sự ức chế trong một số trường hợp có thể phá hủy vi khuẩn vì các vấn đề sốc tải Điều này là do vi khuẩn mất nhiều thời gian để phân hủy các chất vô cơ và cần nồng độ sinh khối cao (MLSS) để đảm bảo tất cả các chất hữu cơ được phân hủy hoàn toàn [17]

Mặc dù chi phí đầu tư và hoạt động của MBR cao hơn rất nhiều so với chi phí các công nghệ khác nhưng đây sẽ là bản nâng cấp của quy trình truyền thống khi nó hoạt động tốt Trong MBR xử lý nước thải, sự phân tách rắn – lỏng được thực hiện bằng màng vi lọc (Microfiltration – MF) hoặc màng siêu lọc (Ultralfiltration – UF) Nguyên tắc cơ bản ở đây là nước thải đầu vào cho đi qua bề mặt màng và sản phẩm đuợc gọi là dòng thấm, trong khi các thành phần cặn rắn, vi khuẩn sẽ bị giữ lại bên ngoài màng Việc sử dụng công nghệ MBR đang gia tăng trên toàn thế giới các vì lý do sau:

− Quá trình MBR có thể vận hành ở nồng độ MLSS cao, từ đó gia tăng khả năng xử lý cơ chất, hạn chế bùn thải và kích thước các công trình xử lý

12 − Hơn nữa, không giống như trong các hệ thống xử lý truyền thống, sự chọn lọc vi sinh hiện diện trong thiết bị phản ứng không còn phụ thuộc vào khả năng hình thành bông bùn sinh học và tính lắng cũng như khả năng tách ra ở dòng ra mà chỉ phụ thuộc vào màng

− Chất lượng nước sau xử lý cao: xử lý sinh học bằng quá trình MBR có thể đạt được hiệu suất khử nồng độ của SS, COD, BOD5 và VSV gây bệnh, nên nước sau xử lý có thể xả trực tiếp vào nguồn nước mặt hoặc dùng cho hệ thống làm lạnh, nước rửa toilet, nước tưới cỏ

− Thời gian lưu bùn không phụ thuộc vào thời gian lưu nước do đó có thể kiểm soát SRT dài hơn nên lượng bùn dư sinh ra thấp dẫn đến chi phí xử lý bùn giảm Ngoài ra, khi thời gian lưu bùn dài có thể cho phép duy trì sự phát triển của những VSV phát triển chậm như là vi khuẩn nitrate hóa

− Hoạt động ở nồng độ DO thấp nên thích hợp cho quá trình denitrification

− Không cần bể lắng bùn sinh học và bể nén bùn giảm diện tích cho hệ thống xử lý, thích hợp cho trường hợp diện tích đất bị hạn chế Tuy nhiên, lợi thế của công nghệ MBR đã bị bù trừ bởi một số hạn chế mà màng bẩn là mối quan tâm lớn nhất Màng bẩn đã gây ra một nhược điểm đáng kể vào việc sử dụng các MBR thương mại khi nó dẫn đến sự suy giảm nhanh chóng thông lượng dòng ra do đó cần rửa màng thường xuyên Chi phí lắp đặt và vận hành tương đối cao, phải kiểm tra và bảo trì, bảo dưỡng thường xuyên, màng dễ nhạy cảm với hóa chất, chuyển hóa oxy kém hiệu quá do nồng độ MLSS cao, xử lý bùn dư gặp nhiều vấn đề

1.2.2 Bẩn màng và nguyên nhân gây bẩn màng

Làm sạch màng là một phần thiết yếu trong quá trình hoạt động của MBR và sự ô nhiễm màng là một vấn đề không thể tránh khỏi nên bẩn màng luôn là yếu tố chính cần xem xét khi nói đến công nghệ màng MBR Ô nhiễm màng làm giảm hiệu quả xử lý, rút ngắn tuổi thọ màng tế bào, làm tăng chi phí vận hành và cuối cùng dẫn đến hạn chế ứng dụng rộng rãi hơn của công nghệ này Vì vậy, hàng loạt các nghiên cứu luôn chú tâm điều tra cơ chế cũng như chiến lược kiểm soát sự ô nhiễm màng

13 Sự bẩn màng được định nghĩa là sự suy giảm thông lượng dòng thấm đi qua màng hoặc/và gia tăng trở lực dòng thấm qua màng, nguyên nhân là do hiện tượng kích thước lỗ màng bị thu hẹp hoặc bị bít kín bởi sự hình thành bánh bùn bám lên bề mặt của màng Bẩn màng có thể do cơ chế lý học hoặc sinh học hay do sự gia tăng bởi nồng độ phân cực từ đó gia tăng nồng độ của chất bẩn trong vùng tiếp cận với màng

Màng bẩn có thể được hình thành do ô nhiễm sinh học, hữu cơ và vô cơ dựa trên các đặc tính sinh học và hóa học của các chất bẩn gây bẩn màng Từ đó, lựa chọn chất tẩy rửa cũng như phương pháp phù hợp hiệu quả để làm sạch màng

− Ô nhiễm sinh học: được hình thành do sự lắng đọng và tăng trưởng của

VSV trên bề mặt màng, thường được gọi là “biofilm” hoặc “bánh bùn” Trong một số báo cáo, bẩn sinh học được hình thành do sự tăng trưởng của các tế bào VSV cũng như sự hấp phụ các chất hữu cơ do VSV sinh ra, ví dụ như các sản phẩm vi sinh tan (SMP) và các chất polymer ngoại bào (EPS) Các chất ô nhiễm chiếm ưu thế trong lớp bánh bùn là chất rắn sinh học nhưng cũng bao gồm một phần của các chất hữu cơ do VSV

− Ô nhiễm hữu cơ: được hình thành do sự lắng đọng của protein,

polysaccharides, axit humic và các chất hữu cơ khác (ở dạng hòa tan hoặc dạng keo) có nguồn gốc từ nước thải hoặc từ vi sinh Đặc biệt, một lớp gel có thể được hình thành trong MBR nếu màng hoạt động trong môi trường nước ô nhiễm hữu cơ cao SMP và EPS được coi là chất gây ô nhiễm hữu cơ quan trọng trong màng MBR Trong hầu hết các trường hợp, các cation kim loại tương tác với một số nhóm chức chất hữu cơ (biopolymers) để tạo thành polyme chelating (phức hợp vô cơ hữu cơ) Ví dụ, alginate có thể gây ô nhiễm màng nghiêm trọng khi có mặt của canxi

− Ô nhiễm vô cơ: được hình thành từ sự kết tủa hóa học của các tinh thể

vô cơ hoặc kết tủa sinh học của các phức hợp hữu cơ vô cơ Các ion kim loại, Ca2+, Mg2+, Fe3+ và Al3+ với các anion như CO32-, SO42-, PO43- và OH- có thể phản ứng với nhau và dẫn đến kết tủa hóa học nếu vượt quá nồng độ bão hòa Ngoài ra, các hạt vô

14 cơ tồn tại trong các hệ thống cũng có thể gắn vào các bề mặt màng tế bào hoặc chặn các lỗ màng để gây ra sự ô nhiễm vô cơ

Về cơ bản, ô nhiễm màng có thể chia làm 2 loại: nhiễm bẩn bên ngoài và nhiễm bẩn bên trong Nhiễm bẩn bên ngoài được hình thành bởi sự lắng đọng của các hạt hòa tan, chất keo và các đại phân tử trên bề mặt màng dẫn đến sự bám bẩn bên ngoài Các chất bẩn hình thành bên ngoài màng lại chia thành hai loại bẩn: lớp bánh bẩn được tạo ra từ sự tích tụ bông bùn trên màng và lớp gel là kết quả của sự kết tủa các đại phân tử hòa tan, chất keo và chất tan vô cơ Nhiễm bẩn bên trong màng là do sự hấp phụ, lắng đọng các chất hòa tan hay các hạt mịn khi chúng đi qua các lỗ màng làm thu hẹp hoặc gây bít lỗ màng

Nghiên cứu trước đây cho thấy rằng các hạt keo và các chất hữu cơ hòa tan trong bùn hoạt tính và hỗn hợp chất lỏng có mối tương quan đáng kể với sự ô nhiễm màng tế bào Những hạt nhỏ và các hợp chất hữu cơ đại phân tử này ảnh hưởng đến sự ô nhiễm màng do sự lắng đọng hay hấp phụ của chúng trên bề mặt màng hoặc làm thay đổi cấu trúc lớp bánh bên ngoài màng [18]

Quá trình ô nhiễm màng tế bào có thể được chia nhỏ thành ba giai đoạn Giai đoạn đầu tiên là sự tắc nghẽn nhanh chóng gây ra bởi sự ngăn chặn lỗ màng ban đầu và hấp thụ các chất tan Giai đoạn thứ hai là một giai đoạn tiến triển chậm hơn (ổn định bẩn) và xảy ra do sự hình thành biofilm và ngăn chặn hơn nữa Trong giai đoạn thứ ba, gọi là áp lực chuyển màng (TMP) xảy ra, mà đã được quy cho các cơ chế khác nhau [19]

Ngoài ra, các thông số thiết kế và vận hành có ảnh hưởng lớn đến bẩn màng, chúng bao gồm: đặc tính module màng, các chỉ tiêu của sinh khối đầu vào, tính chất nước thải và điều kiện vận hành Những yếu tố này có ảnh hưởng trực tiếp hoặc gián tiếp và khả năng tương tác qua lại giữa chúng làm cho việc hiểu và giải thích bẩn màng trở nên phức tạp

15

Hình 1.3 Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình bẩn màng [20]

Trở lực màng là đại lượng thể hiện mức độ làm cản trở dòng thấm qua màng bởi các thành phần gây cản trở dòng thấm qua màng bao gồm: trở lực do lớp keo, trở lực do lớp bùn và trở lực bản thân màng thể hiện mối tương quan giữa trở lực màng, thông lượng dòng thấm và áp suất chuyển qua màng (TMP)

𝐽 = ∆𝑃 − ∆𝜋

𝜇 × 𝑅𝑡Trong đó:

J : Thông lượng, L.m-2.h-1 ΔP – Δπ : Áp suất chuyển màng (Với MF/UF thì Δπ = 0) µ : Độ nhớt theo nhiệt độ, Pa.s

Rt : Trở lực màng, m-1

Rt = Rm + Rc + Rp + Ra

Trong đó:

Rm là trở lực bản thân màng, m-1; Rc là trở lực màng do lớp bám bẩn bên ngoài màng, m-1;

(1.1)

16 Rp là trở lực của chất bẩn chui vào lỗ màng, m-1; Ra là trở lực do các chất bẩn hấp thụ vào màng, m-1 Thông lượng dòng thấm là thể tích dòng vật chất đi qua một đơn vị diện tích màng trên một đơn vị thời gian và được quyết định bởi lực truyền động và vùng phân giới Trở lực màng và thông lượng dòng thấm qua màng có sự tương quan với nhau Trở lực màng được thể hiện bằng áp suất qua màng Với áp suất qua màng và thông lượng màng cao thì sẽ có sự nhanh chóng tích lũy những hạt trên bề mặt màng và hình thành lớp bùn, trở lực màng Rt sẽ tăng lên nhanh chóng kéo theo sự thay đổi giữa thông lượng của màng J và áp suất chuyển màng TMP

1.2.3 Ảnh hưởng của ion canxi đến màng MBR

Các ứng dụng của công nghệ MBR phụ thuộc vào không chỉ là tính khả thi về kỹ thuật mà còn là tính khả thi về mặt kinh tế Như đã đề cập ở trên, trở ngại lớn nhất cho sự thông dụng của công nghệ MBR là sự suy giảm nhanh chóng hiệu quả sử dụng màng do tắc nghẽn màng, hóa chất làm sạch thường xuyên làm giảm tuổi thọ màng tế bào và làm tăng chi phí hoạt động Các nổ lực nghiên cứu để giảm ô nhiễm màng đã được thực hiện bao gồm phương pháp tiền xử lý nước thải (keo tụ, hấp phụ), lựa

chọn vật liệu màng và tối ưu hóa các thông số vận hành Yoon và cộng sự, 1998 [6]

cho thấy rằng việc bổ sung trực tiếp của than hoạt tính dạng bột vào MBR chìm có thể làm giảm hàm lượng EPS trong bông bùn, do đó dẫn đến thông lượng cao hơn Gần đây, canxi đã được nghiên cứu rộng rãi để giảm thiểu các vấn đề ô nhiễm trong các hệ thống MBR Theo lý thuyết cầu nối cation hóa trị hai (DCB), ion canxi đóng một vai trò quan trọng trong chức năng gắn kết giữa các nhóm tích điện âm trong EPS, do đó giúp kết bông bùn tốt hơn

Trong thực tế, nước thải được xử lý bằng MBR thường chứa một lượng đáng kể các ion canxi Hơn nữa, nó thường được chấp nhận rằng các ion canxi có liên quan đến một số quá trình ô nhiễm màng trong MBR, ví dụ như bông bùn sinh học, hình

thành lớp gel và lắng đọng canxi cacbonat [21] Kim và cộng sự, 2006 [22] chỉ ra rằng

nồng độ canxi cao hơn là có lợi cho màng tế bào Việc giảm áp lực từ lớp bánh được giả định là do sự giảm của vi khuẩn sợi và keo tụ tốt hơn do cầu nối canxi và EPS kỵ

17 nước trong quá trình hoạt động trong điều kiện tối ưu Canxi đóng một vai trò quan trọng trong việc trung hòa và chuyển hóa carbohydrate và protein của bề mặt tế bào giữa các bông bùn và các ion canxi có thể bắc cầu các nhóm chức năng tích điện âm trong EPS, do đó tăng cường sự kết tụ sinh học Tất cả những điều này dẫn đến sự gia

tăng kích thước hạt Zhang và cộng sự, 2009 [18] đã giải thích rằng canxi kết hợp với

EPS hình thành gel đó là xương sống của cấu trúc bông bùn Canxi đóng một vai trò quan trọng trong việc tăng kích thước, hình thành cấu trúc và ổn định hạt bùn Các hạt nhỏ được coi là một nguyên nhân gây ra hiện tượng bẩn màng, nhưng chúng có thể trở thành các hạt lớn hơn với xu hướng ít bẩn hơn do canxi

Theo Arabi và cộng sự, 2008, [2] canxi với nồng độ 280 mg.L-1 sẽ không gây bẩn màng mà còn giúp cải thiện tính thấm của màng, nguyên nhân có thể là do cầu cation với EPS Bản chất của sự bẩn màng là do hàm lượng các muối vô cơ hòa tan

vượt quá giới hạn để tạo thành kết tủa muối phân cực nồng độ Nghiên cứu của Zhang

và cộng sự, 2009 [18] cho thấy rằng kích thước hạt của bông bùn tăng lên, giảm SMP,

độ dày của lớp gel và phân bố kích thước hạt có xu hướng thu hẹp ở liều lượng Ca2+tối ưu (168,5 mg.L-1) Zhang và cộng sự cũng cho rằng với liều lượng thích hợp, canxi sẽ không gây tắc nghẽn vô cơ Bản chất của ô nhiễm vô cơ là các muối vô cơ hòa tan vượt quá giới hạn của khả năng hòa tan để tạo thành kết tủa muối theo phân cực nồng độ Do đó, việc kiểm soát liều lượng canxi hiệu quả có thể tránh ô nhiễm vô cơ màng

Hơn nữa, các nghiên cứu đã chỉ ra rằng bổ sung Ca2+ có thể cải thiện các tính chất của bùn hạt (chẳng hạn như tốc độ lắng và chỉ số khối lượng bùn, SVI) trong bể

hiếu khí [23] Chen và cộng sự, 2011 [24] đã báo cáo rằng các ion Ca2+ tương tác với độ kiềm và các dạng kết tủa như CaCO3 dễ bị kết tủa lên bề mặt màng và lỗ màng Sự suy giảm đáng kể của khả năng lọc màng cùng sự gia tăng của SRT chủ yếu là do giảm SMP, có thể bị gây ra bởi các keo tụ sinh học Ca2+ với nhóm chức như

polysaccharide Theo Nghiêm và cộng sự ,2006, [3] về khía cạnh hóa học, canxi có

thể đóng một vai trò như một chất đông tụ, thông qua trung hòa điện tích để tạo ra các bông bùn Nếu các bông bùn lớn và dày đặc, chúng không thể đi vào lỗ màng, làm giảm sự tắc nghẽn lỗ màng Tuy nhiên, một số nghiên cứu báo cáo rằng kiềm và

18 phốt pho có thể kết hợp với canxi để hình thành các phức hợp canxi hoặc kết tủa có khả năng làm hỏng màng trong MBR [22]

Ding và cộng sự, 2015, [23] nghiên cứu sâu hơn cho thấy việc bổ sung Ca2+vào EGSB có hiệu quả làm giảm bớt sự ô nhiễm của việc xử lý UF tiếp theo, đặc biệt là trong giai đoạn ban đầu của ô nhiễm Việc bổ sung canxi tăng cường tính chất bùn hạt (mật độ bùn và khả năng lắng) và tăng hàm lượng EPS của bùn lên 24,1% Việc bổ sung Ca2+ cũng làm giảm nồng độ SMP trong nước thải 47,7 – 60,7% so với hệ thống có kiểm soát canxi Nghiên cứu cũng tiết lộ rằng việc bổ sung Ca2+ làm giảm trở lực lớp bánh (Rc) 42,8%, không gây bít tắt lỗ màng Kết quả cho thấy rằng các hợp chất có liên quan đến ô nhiễm, chẳng hạn như SMP (protein thơm, protein tryptophan và polysaccharides) và axit fulvic được bao gồm trong bùn khi Ca2+ được thêm vào lò phản ứng, do đó ngăn chúng tiếp cận bề mặt màng

Tuy nhiên, hầu hết các nghiên cứu được báo cáo tập trung vào ảnh hưởng của ion canxi khi chúng được thêm vào ở những mức độ nồng độ khác nhau mà các nhà nghiên cứu muốn khảo sát và chưa có nghiên cứu nào khảo sát nước thải thực tế có chứa nồng độ canxi cao

1.2.4 Độ mặn và một số nghiên cứu về ảnh hưởng của độ mặn đến các đặc tính hữu cơ và màng MBR

Độ mặn (Salinity, ‰) là tổng lượng (tính theo gram) các chất khoáng rắn hòa tan (Na+, Ca2+, Mg2+, Fe3+, NH4+, Cl-, SO42-, HCO3-, CO3-, NO2-, NO3-) chứa trong 1 kg nước Trong môi trường nước mặn, các VSV mất hoạt tính vì quá trình plasmolysis xảy ra với sự có mặt của muối, nghĩa là hiện tượng co hẹp của chất nguyên sinh cách xa vách tế bào của vi khuẩn do mất nước dưới tác dụng của áp suất thẩm thấu, dẫn đến những khoảng trống giữa các tế bào và màng tế bào Điều này tác động xấu đến khả năng sinh trưởng của các VSV Vì thế, các hệ thống xử lý sinh học truyền thống thường không hiệu quả trong việc loại bỏ các chất ô nhiễm hữu cơ trong môi trường nước mặn [76]

Đặc điểm nước thải là một yếu tố quan trọng trong việc thiết lập một chiến lược quản lý hoặc quy trình xử lí hiệu quả tương ứng [25] Với sự hiện diện của nước

19 thải sinh hoạt hoặc công nghiệp có độ bền cao, sự thay đổi về động học sinh khối cũng như trong các đặc tính bùn có thể phát sinh Điều này có khả năng ảnh hưởng cao, vì đặc điểm cộng đồng VSV có thể đóng vai trò quan trọng trong sự ô nhiễm màng tế bào [26] Khi quá trình sinh học hiếu khí được sử dụng để xử lý nước thải mặn, một vấn đề quan trọng là độ mặn sẽ ảnh hưởng đến tính chất lý hóa của nước thải [27], độ mặn cũng được biết đến là có tác dụng độc hại đối với vi khuẩn và có khả năng thay đổi cộng đồng VSV [28], [29] Các VSV phản ứng với một cú sốc muối bằng cách tập hợp các tế bào riêng lẻ và tăng tốc hô hấp nội sinh, kèm theo giải phóng các thành phần tế bào hữu cơ, như SMP và các chất đa bào ngoại bào (EPS) bằng cách bài tiết và tự phân tách tế bào [30], [31] Áp suất thẩm thấu của nước sẽ tăng khoảng 8 Bar cho mỗi 10 gNaCl.L-1 [32] và khi áp suất thẩm thấu tăng sẽ gây ra tình trạng mất nước hay hiện tượng plasmolysis do sự khuyếch tán của nước nội bào và thậm chí gây chết VSV không có khả năng làm tăng nồng độ ion nội bào (chủ yếu là kali) hoặc tích tụ quá mức các chất tan hữu cơ trong tế bào [33] Hơn nữa, độ mặn cũng ảnh hưởng đáng kể đến các tính chất vật lý và sinh hóa của bùn hoạt tính [28], đặc biệt là protein, polysaccharides, kích thước hạt và độ ẩm của bùn và mức độ mất nước bùn [34] Các đặc tính của bùn có thể ảnh hưởng đáng kể đến sự tắc nghẽn màng, vì khả năng màng phụ thuộc vào nhiều yếu tố như: độ nhớt, nồng độ chất rắn lơ lửng, số lượng vi khuẩn dạng sợi, EPS và SMP [35]

Theo nghiên cứu của Mannina và cộng sự, 2016, [36] báo cáo rằng hiệu quả

loại bỏ COD khá cao 93% ở độ muối 10 gNaCl.L-1 và một sinh khối thích nghi với mức độ mặn tăng dần cũng được quan sát thấy trong suốt quá trình nghiên cứu

Daniele và cộng sự, 2014, [35] cũng báo cáo rằng loại bỏ COD luôn luôn cao hơn

80% khi MBR hoạt động ở độ muối 10 gNaCl.L-1 Kết quả thu được cho thấy rằng MBR có thể đáp ứng tốt với sự gia tăng muối dần dần về mặt loại bỏ chất hữu cơ

Còn trong nghiên cứu của Luo và cộng sự, 2015, [37] độ mặn tích tụ ở nồng độ muối

thấp <10 gNaCl.L-1 có thể không ảnh hưởng đáng kể đến việc loại bỏ chất hữu cơ

bằng MBR Nhưng khi tăng độ mặn đến >10 gNaCl.L-1, hiệu quả loại bỏ TOC bằng MBR giảm từ 99% xuống còn khoảng 80% do tác dụng ức chế của độ mặn cao trên

sinh khối Luo và cộng sự, 2016, [38] cũng nhận được kết quả tương tự Tuy nhiên,

20 hiệu suất loại bỏ COD được thu hồi khoảng 99% khi nồng độ muối được duy trì ở nồng độ 10 gNaCl.L-1 trong hai tuần Sự phục hồi này có thể do sự thích nghi của VSV đối với môi trường nước muối của bể phản ứng sinh học [29], [39] Theo nghiên

cứu của Jang và cộng sự, 2013, [39] khi tăng độ mặn từ 0 đến 20 gNaCl.L-1, hiệu quả loại bỏ COD trong MBR không thay đổi đáng kể (duy trì trên 95% ở độ muối 20 gNaCl.L-1) Sharrer và cộng sự, 2007, [40] hiệu quả loại bỏ BOD, 99,8% đã đạt được

ở tất cả các mức độ mặn được kiểm tra là 0, 8, 16 và 32 g.L-1 sau khi đủ thời gian cho phép thích nghi

Sự thay đổi độ mặn cũng có thể ảnh hưởng đến việc loại bỏ nhu cầu oxy sinh học (BOD) và COD do thay đổi tải lượng hữu cơ (OLR) cũng được nghiên cứu Cụ

thể, Artiga và cộng sự, 2008, [41] đã báo cáo hiệu quả của MBR lai trong 2 giai đoạn

thử nghiệm với hàm lượng COD và OLR khác nhau Trong giai đoạn 1 của nghiên cứu, sinh khối trong bể phản ứng tiếp xúc với việc tăng nồng độ muối từ 1 – 43 g.L-1trong 30 ngày đầu Từ ngày 45 – 100, độ mặn trong lò phản ứng được giữ trong khoảng 60 – 83 g.L-1 Kết quả nghiên cứu cho thấy, trong 73 ngày đầu hoạt động, COD tăng dần từ 500 mg.L-1 lên đến 2.400 mg.L-1 trong dòng thấm và hiệu quả loại bỏ giảm từ 95% – 65%, OLR được duy trì trong khoảng 0,6 – 0,3 kgCOD.m-3.d-1 trong 60 ngày đầu, từ ngày 60 trở đi, OLR được tăng dần từ 0,3 lên đến 1,4 kgCOD.m-3.d-1; sau ngày 73, COD trong dòng thấm giảm dần theo thời gian và từ ngày 80 – 100 hiệu quả loại bỏ COD tăng dần từ 77 đến 92% Kết quả này thu được với giá trị OLR cao nhất là 1,4 kgCOD.m-3.d-1 và nồng độ muối là 83 g.L-1 Điều này cho thấy khả năng thích nghi của bùn là tương đối tốt với các điều kiện thí nghiệm của nghiên cứu Trong giai đoạn 2, nồng độ muối luôn được giữ ở dưới 15 g.L-1, kết quả là COD trong dòng thấm thấu thấp hơn 100 mg.L-1, mặc dù nồng độ sinh khối dưới 2 – 4 gTSS.L-1trong hầu hết thời gian nhưng hiệu quả loại bỏ COD tăng 50 – 99% và không bị ảnh hưởng bởi sự gia tăng của cả COD (đạt giá trị cao nhất 16 g.L-1) và OLR (0,5 – 4 kgCOD.m-3.d-1) Yogalakshmi và cộng sự, 2010, [28] đã nghiên cứu ảnh hưởng của

tải sốc muối NaCl lên hiệu quả loại bỏ COD của MBR ở trạng thái ổn định OLR 3,6 gCOD.L-1.d-1 với thời gian lưu thủy lực (HRT) là 8 h Hiệu quả loại bỏ COD ở trạng thái ổn định có độ muối từ 0 – 4 g.L-1 trung bình là 95%, 83 – 87% ở độ muối 5 – 30

21 g.L-1 và phải mất 3 – 4 ngày để trở lại trạng thái ổn định Ở độ muối 50 g.L-1 hiệu suất loại bỏ COD chỉ còn 77% và thấp nhất là 64% ở độ muối 60 g.L-1 và phải mất 3 – 6 ngày để trở lại trạng thái ổn định ban đầu

Sự suy giảm hiệu quả loại bỏ hữu cơ trong các nghiên cứu trên có thể giải thích rằng sự hiện diện của nồng độ muối cao trong nước thải gây ra sự căng thẳng muối cho các loài VSV, dẫn đến sự ức chế của nhiều enzyme, giảm hoạt động tế bào và cuối cùng dẫn đến hiện tượng plasmolysis [42], [43] và khi quá trình plasmolysis xảy ra sẽ dẫn đến hiệu quả loại bỏ COD thấp [44]

Theo nghiên cứu của Jang và cộng sự, 2013, [39] khi tăng độ mặn từ 0 – 20

gNaCl.L-1, hiệu quả khử amonia giảm từ 87% xuống 46% Ngoài ra, nghiên cứu này còn cho thấy ở tải trọng muối dưới 5 g.L-1 có ít hoặc không có tác động đến cộng đồng VSV trong MBR Điều này giải thích lý do tại sao hiệu quả loại bỏ amonia không bị ảnh hưởng đáng kể ở tải trọng muối dưới 5 g.L-1 Sự đa dạng VSV giảm trong MBR khi nồng độ muối cao hơn 5 g.L-1 Theo Luo và cộng sự, 2015, [37] báo

cáo kết quả loại bỏ TN của màng MBR giảm từ khoảng 23% xuống gần 2,5% với nồng độ NaCl tăng từ 0 – 30 g.L-1 Tuy nhiên, hiệu quả loại bỏ TN đã trở lại khoảng 10% mặc dù độ muối đã tăng lên đến 16,5 g.L-1 Trong khi đó, hiệu quả loại bỏ NH4+–N giảm từ 100% xuống 38% khi nồng độ NaCl tăng lên đến 6 g.L-1 Tương tự như trong trường hợp loại bỏ TOC và TN, hiệu suất loại bỏ NH4+–N dần dần được cải thiện và duy trì ở mức gần 80% từ ngày thứ 38 trở đi, mặc dù độ mặn liên tục tăng đến 16,5 gNaCl.L-1 Một lần nữa, sự gia tăng lại hiệu suất loại bỏ amonia có thể là do sự thích nghi của VSV với điều kiện hypersalinity [39], [45]

Một báo cáo tương tự được công bố bởi Johir và cộng sự, 2013, [46] cho biết

việc bổ sung muối dẫn đến ảnh hưởng xấu đến vi khuẩn oxy hóa amonia (AOB, nhóm

Nitrosomonas) và vi khuẩn oxy hóa nitrit (NOB, Nitrobacter) Khả năng loại bỏ

NH4+–N là hơn 90% khi không thêm muối Khi tăng nồng độ muối từ 0,5 đến 10 gNaCl.L-1, việc loại bỏ amonia chỉ ở mức tốt (từ 90 – 76%) Khi tiếp tục tăng nồng độ muối từ 15 đến 35 gNaCl.L-1, lượng amonia bị loại bỏ giảm (46 – 0%) Hiệu quả

22 loại bỏ NH4+–N cụ thể giảm gần 100% (từ 8,2 mgNH4+–N.g-1MLVSS.d-1 xuống 0 mgNH4+–N.g-1MLVSS.d-1) khi nồng độ muối đạt 35 gNaCl.L-1

Nghiên cứu của Yogalakshmi và cộng sự, 2010 [28] lên hiệu quả của màng

MBR với các tải sốc muối khác nhau, kết quả cho thấy giảm tổng hiệu suất khử nitơ kjehldahl (TKN) từ 95% xuống còn 23% với sự gia tăng tải lượng muối từ 5 – 60 gNaCl.L-1, hiệu quả loại bỏ amonia từ 84 – 64% với độ muối tăng từ 5 – 30 gNaCl.L-1, tiếp tục giảm xuống còn 13% ở độ muối 60 gNaCl.L-1 Nghiên cứu cũng cho thấy quá trình nitrate hóa một phần với nitrite được tích lũy từ 15 – 20 mg.L-1 ở tải muối 10 – 20 g.L-1 và đạt giá trị đỉnh 21,8 mg.l-1 ở tải muối 30 g.L-1 trong khi nitrate không được tìm thấy trong dòng thấm Tuy nhiên, quá trình nitrate hóa đã bị ức chế hoàn toàn ở tải muối 50 và 60 g.L-1 với nitrite trong phạm vi 1 – 0,1 mg.L-1 và nitrate không

có trong nước đầu ra Nghiên cứu của Artiga và cộng sự, 2008, [41] cho thấy nitrate

hóa không xảy ra khi nồng độ muối cao lên đến 84 g.L-1 mặc dù nó đã xảy ra với nồng độ muối thấp 15 g.L-1 Theo Gaetano và cộng sự, 2013, [26] hành vi khác biệt này so

với hoạt động dị dưỡng có thể là do ảnh hưởng của việc tăng độ mặn lên nitrate hóa rõ rệt hơn ở nồng độ muối lên tới 10 g.L-1

Tuy nhiên, Sharrer và cộng sự, 2007, [40] vận hành một MBR ở HRT 40,8 h,

SRT 64 ngày quan sát thấy hiệu quả loại bỏ nitơ tổng, nitơ hữu cơ đạt 92% – 96% và 95 – 99% ở mức độ mặn khác nhau từ 0 – 32 g.L-1 Kết quả này là do, khi tăng độ mặn từ 0 – 32 g.L-1, hệ thống đã được cung cấp đủ thời gian để thích nghi ở điều kiện mới Thời gian để đạt được trạng thái ổn định khác nhau và dao động trong khoảng từ 6 đến 117 ngày Sự thay đổi trong sự thích nghi này có thể là do sự thích nghi của các VSV nitrate hóa tự dưỡng, chứ không phải là sự thích nghi của các VSV dị dưỡng

Các nghiên cứu trên cho thấy, các vi khuẩn nitrate hóa rất nhạy cảm với độ mặn cao và khi chúng bị ảnh hưởng hoặc bị rửa trôi, thì chúng cần thời gian thích nghi lâu hơn đáng kể để có thể đạt được trạng thái ổn định một lần nữa [26], [28], [37], [39], [40] Nguyên nhân của vấn đề này có thể là do cả hai loại vi khuẩn AOB

và vi khuẩn NOB đã bị giảm do bổ sung muối ngắn hạn hay dài hạn [28], [47] Ye và

cộng sự 2009, [48] báo cáo rằng số lượng NOB giảm mạnh khi độ mặn trên 10 g.L-1

23 và khả năng tồn tại của NOB thấp hơn 1% khi độ mặn cao hơn 20 g.L-1 Sự gia tăng dần dần tốc độ loại bỏ nitơ sau đó có thể được quy cho sự tăng trưởng của các sinh vật sống sót sau stress muối và khả năng dung nạp muối của nitrate hóa có thể lên đến 15 g.L-1 NaCl [32]

Các thử nghiệm hiệu quả của bùn hoạt tính sinh học với độ mặn khác nhau

cũng cho các kết quả tương tự Lefebvre và cộng sự, 2006, Abouelela và cộng sự,

2010, Cortslorenzo và cộng sự, 2014, [49], [50], [33] chứng minh rằng nồng độ muối

trên 10 g.L-1 có thể gây co thắt, làm mất hoạt động của các tế bào Tuy nhiên, Uygur

và cộng sự, 2006, Wang và cộng sự, 2015 [42], [43] quá trình nitrate hóa không bị

ảnh hưởng đáng kể ở độ mặn 20 g.L-1 Tương tự Zhao và cộng sự, 2016, [29] chỉ ra

rằng SBR vẫn duy trì hiệu suất tốt ở độ mặn 20 gNaCl.L-1 và độ mặn cao 30 gNaCl.L1 có tác dụng ức chế mạnh mẽ hiệu suất nitrate hóa [29], [42] Tỷ lệ loại bỏ TOC giảm mạnh khi độ mặn trên 20 gNaCl.L-1 [27] Nhưng một kết quả khác đến từ Aloui và

-cộng sự, 2009, [25] tỷ lệ loại bỏ ô nhiễm giảm khi tăng tải lượng hữu cơ và hàm lượng

muối và quá trình ức chế được tìm thấy là có ý nghĩa đối với nồng độ muối cao hơn 40 g.L-1 NaCl Hiệu quả xử lý nước thải mặn đạt ngay cả khi nồng độ muối là 40 g.L-1 và OLR đạt 855 mgCOD.L-1.d-1 Theo nghiên cứu Uygur và cộng sự, 2004, [51] liên

quan đến sự sinh sôi của sinh khối bùn hoạt tính thông thường đối với môi trường nước mặn ngày càng tăng cho thấy rằng vi khuẩn nitrate hóa có thể thích nghi với môi trường muối lên tới khoảng 30 g.L-1 Tuy nhiên, dường như sự ức chế nghiêm trọng quá trình nitrate hóa sẽ xảy ra, khi nồng độ muối tăng lên khoảng 40 g.L-1 Hiệu quả loại bỏ hữu cơ và chất lượng nước thải được xử lý của quá trình bùn hoạt tính không bị suy giảm khi nồng độ muối lên đến 30 g.L-1 [30] Điều này có thể là do, khả năng của các VSV tồn tại và phát triển rõ ràng là một chức năng của giai đoạn phát

triển và thích nghi với nước thải mặn Theo nghiên cứu của Panswad và cộng sự,

1999, [52] hệ thống khởi động với hàm lượng muối cao với bùn thích nghi có thể chịu

tải tốt hơn với nồng độ muối sốc 70 gNaCl.L-1 cũng như yêu cầu thời gian phục hồi ít hơn so với hệ thống ban đầu khởi động với độ mặn thấp và không thích nghi (8 –

15 ngày so với 10 – 20 ngày)

24 Các kết quả nghiên cứu có sự mâu thuẫn với nhau Sự mâu thuẫn này có thể xuất phát từ 2 điểm Điểm thứ nhất, vận hành với tải sốc muối ngắn hạn hay dài hạn

Điểm thứ hai, bùn thích nghi hay chưa thích nghi Lefebvre và cộng sự, 2006, [49] đã

kết luận rằng mặc dù có tác dụng bất lợi của muối đối với hoạt động của VSV, vẫn có thể thích nghi vừa phải với độ mặn cao Sự thành công của sự thích nghi này phụ thuộc vào một số yếu tố, chẳng hạn như loại và giai đoạn tăng trưởng của VSV, cũng như sự tăng nồng độ muối nhanh chóng hoặc dần dần trong quá trình thích nghi Tuy sự thích nghi của bùn hoạt tính đã được chứng minh là có thể, nhưng một trở ngại lớn là hiệu suất của các hệ thống thích nghi với muối này thường bị giới hạn ở mức dưới 50 gNaCl.L-1 [32] Do đó việc sử dụng các sinh vật chuyên biệt Halophile thường là cách tốt nhất để tăng cường xử lý sinh học nước thải mặn [25] Lay và cộng sự, 2010,

[32] cũng cho rằng hiệu quả của quá trình nitrate hóa có thể được cải thiện bằng cách

bổ sung các VSV chịu mặn như Halobacterium halobium vào sinh khối hoặc cung cấp thời gian thích nghi lâu hơn cho sinh khối Ví dụ như, Uygur và cộng sự, 2006, [42] nuôi cấy Salttolerant (Halobacter halobium) vào sinh khối có thể cải thiện quá

trình nitrate hóa với tốc độ loại bỏ chất dinh dưỡng cụ thể thu được từ nuôi cấy

Halobacter cao hơn so với bùn hoạt tính không chứa Halobacter, nhưng xu hướng

này lại giảm khi tăng nồng độ muối lên tới 60 g.L-1 Kết quả cho thấy lợi thế rõ ràng

của việc đưa Halobacter halobium vào bùn hoạt tính để có được tỷ lệ loại bỏ chất

dinh dưỡng cao, đặc biệt là ở nồng độ muối cao trên 10 g.L-1 Lefebvre và cộng sự,

2010, [49] đề nghị sử dụng hỗn hợp các sinh vật Halophilic như Salterns sẽ giúp cải

thiện hiệu quả loại bỏ chất gây ô nhiễm

Từ những phát hiện trên, có thể kết luận rằng quá trình MBR có thể hữu ích để xử lý nước mặn dưới nồng độ muối thấp Hiệu quả của nó có thể được cải thiện hơn nữa bằng cách cho thích nghi đủ thời gian hoặc nuôi cấy thêm các VSV

Halophiles tự nhiên Tuy nhiên, các VSV Halophilic hoặc Halophiles phát triển trong

môi trường nước muối và yêu cầu một mức độ tối thiểu nhất định nồng độ muối để tiếp tục tồn tại Hơn nữa, tốc độ tải chất hữu cơ và nồng độ muối phải được cân bằng càng nhiều càng tốt, vì các VSV này rất nhạy cảm với các cú sốc muối của môi trường [32]

25 Một điều rõ ràng là, phạm vi tăng trưởng của VSV với nồng độ muối là một tiêu chí quan trọng trong việc đánh giá khả năng tồn tại của MBR cũng như hiệu quả của quá trình xử lý sinh học trong điều kiện muối cao Sự gia tăng nhanh chóng của độ mặn có thể phá hủy cộng đồng vi khuẩn trong màng sinh học và các loài không

thể thích nghi với điều kiện mới đã được thay thế bằng vi khuẩn Halophylic Chất

lượng nước thấm qua màng cũng thay đổi theo nồng độ muối đầu vào Các giá trị của COD, TOC của màng thấm đều tăng khi tăng nồng độ muối [31] Xu hướng ô nhiễm

lỗ màng trong MBR được quan sát bởi Jang và cộng sự, 2013, Daniele và cộng sự, 2014 [39], [35] Theo Gaetano và cộng sự, 2013 [26] sự gia tăng nhanh chóng nồng

độ muối làm giảm tỷ lệ hô hấp; các quần thể tự dưỡng cao bị ảnh hưởng bởi sự gia tăng độ mặn Sự thay đổi nhanh chóng của độ mặn ảnh hưởng nghiêm trọng đến sự ô nhiễm màng và hoạt động sinh khối Trong quá trình xử lý nước thải hoặc nước thải

mặn của MBR bị chi phối bởi hoạt động của VSV [46] Jang và cộng sự, 2013, [39]

cũng cho rằng sự đa dạng VSV giảm ở nồng độ muối cao và những thay đổi về thành phần VSV đã ảnh hưởng đến hiệu suất của các MBR Và cơ chế chính của ô nhiễm là sự lắng đọng bánh không thể đảo ngược trên bề mặt màng, có thể do sự suy giảm đặc tính bùn và nồng độ EPS kỵ nước tăng cao [26]

Kết quả tương tự cũng được nhận thấy ở nghiên cứu của Luo và cộng sự, 2015, [37] độ mặn tích tụ trong MBR có thể ảnh hưởng xấu đến hoạt động của VSV và do

đó làm giảm hiệu suất của hệ thống liên quan đến việc loại bỏ các chất dinh dưỡng, các chất hữu cơ Ngoài ra, nồng độ của cả SMP và EPS trong MBR tăng ở điều kiện độ mặn cao, điều này có thể dẫn đến tình trạng ô nhiễm màng nghiêm trọng Còn theo

nghiên cứu của Sun và cộng sự, 2010, [31] với sự gia tăng độ mặn cũng có thể làm

tăng độ hòa tan của protein và carbohydrate và do đó nồng độ SMP cao hơn Khi nồng độ muối tăng từ 5 g.L-1 lên 15 g.L-1 thì nồng độ protein tăng 41% và nồng độ carbohydrate tăng 106% Điều này khẳng định rằng độ mặn tăng đáng kể sẽ ảnh hưởng nghiêm trọng đến các VSV, do đó nhiều SMP được giải phóng do căng thẳng

và tách lớp sinh khối xảy ra, dẫn đến tỷ lệ tắc nghẽn màng cao hơn Gao và cộng sự,

2013, [53] giải thích rằng nồng độ protein cao là do phản ứng bảo vệ của các tế bào

vi khuẩn dưới áp lực mặn, tạo ra nhiều protein hơn trên bề mặt tế bào, nồng độ

26 polysaccharide cao có liên quan đến sự thay đổi hoạt động enzyme sinh tổng hợp polysaccharide và sự phân phối lại của dòng trao đổi chất ở độ mặn cao Ngoài ra, áp lực thẩm thấu bên ngoài tăng đột biến gây ra sự co thắt tế bào vi khuẩn và tế bào chất

(protein và polysaccharides) được phóng thích vào bùn hoạt tính Jin và cộng sự,

2016, [34] cũng giải thích tương tự, hiệu suất thủy phân suy giảm khi độ mặn là 25

g.L-1 do nồng độ Na+ cao hạn chế các phản ứng giữa các enzyme (ví dụ, protease và

amylase) và VSV Kết quả nghiên cứu cho thấy việc thêm NaCl có thể thúc đẩy hiệu

suất axit hóa thủy phân của bùn lên men, nhưng NaCl quá mức là bất lợi cho quá trình này và nồng độ NaCl tối ưu cho quá trình axit hóa sinh học là 15 g.L-1

Muối cao ức chế sự tăng trưởng nhanh chóng của các vi khuẩn sợi và hiện tượng tạo bông bùn tăng lên Tuy nhiên, trong môi trường muối cao, có một số yếu tố không thuận lợi về cấu trúc và đặc điểm bùn [54] Ví dụ, mật độ nước thải tăng do sự hiện diện của độ mặn và sau đó làm tăng độ nổi của chất rắn lơ lửng, có tác động xấu đến việc lắng đọng bùn [43] Hơn nữa, các tính chất vật lý ở nồng độ muối cao có thể làm tăng sự phân tán bùn và có thể gây ra sự mất bùn hoạt tính [54] Bên cạnh đó, biến động độ mặn trong nước thải phụ thuộc vào nguyên liệu được sử dụng và trên các dòng nước thải đơn lẻ có thể thay đổi thường xuyên trong nhiều quá trình sản xuất công nghiệp [49] Sự thay đổi lớn về độ mặn của nhiều chất thải công nghiệp ảnh hưởng nghiêm trọng đến xử lý sinh học, ngay cả đối với các VSV đã được thích

nghi thành công với độ mặn ổn định [55] Lefebvre và cộng sự, 2006, Mehdi và cộng

sự, 2014, [49], [56] cũng cho rằng sự thay đổi nhanh chóng của độ mặn có tác động

nhiều hơn đến xử lý sinh học hơn là sự thay đổi từ từ của độ mặn Đáp ứng với sự thay đổi nhanh chóng của độ mặn là việc giải phóng các vật liệu tế bào, dẫn đến sự gia tăng COD [57], [58], dẫn đến sự tích tụ SMP, làm giảm chất lượng nước dòng thấm [59] và gây nên ô nhiễm màng nghiêm trọng hơn

Độ mặn có thể đóng vai trò là yếu tố môi trường để lựa chọn quần thể vi khuẩn

hiệu suất cao để xử lý nước thải mặn [56] Theo Lay và cộng sự, 2010, [32] đối với

mục tiêu xử lý loại bỏ carbon, hai chiến lược có thể được xem xét để xử lý nước đã sử dụng trong môi trường muối cao Đối với nồng độ muối lên tới 30 g.L-1, chiến lược