Luận văn thạc sĩ Kỹ thuật môi trường: Xử lý nước thải thuộc da bằng công nghệ SBR dòng vào liên tục có sử dụng giá thể

Với dòng vào liên tục, ICEAS có thể khắc phục được những nhược điểm do đầu vào gián đoạn của SBR truyền thống như: ổn định nồng độ sinh khối trong bể, giảm lưu lượng bơm đầu vào, … Ngoài

TỔNG QUAN

TỔNG QUAN VỀ NƯỚC THẢI THUỘC DA

2.1.1 Thành phần, tính chất nước thải thuộc da: Đặc trưng nước thải sản xuất gồm:

+ Rửa, ngâm (hồi tươi): Nước thải nhiễm BOD, COD, SS, Cl -

+ Ngâm vôi, Tẩy lông, rửa, Nạo bạc nhạc, Rửa vôi, Rửa: Nước thải có độ kiềm, BOD, Sunphit, SS cao

+ Ngâm axít: Nước thải nhiễm axit, DS

+ Thuộc Crom: Nước thải nhiễm axit, Crom

+ Rửa: Nước thải nhiễm axit, Crom

+ Nhuộm ăn dầu: Nước thải nhiễm Crom, dầu, màu, BOD, COD, SS

+ Hãm và rửa: Nước thải nhiễm màu, BOD

- Nhìn chung nước thải thuộc da chứa nhiều hóa chất tổng hợp như thuốc nhuộm, dung môi hữu cơ, hàm lượng TS, SS, độ màu, chất hữu cơ cao

- Nước thải thuộc da phức tạp do đặc tính của nó là tập hợp của nhiều dòng thải có tính chất khác nhau, có thể phản ứng với nhau:

+ Các dòng thải mang tính kiềm là nước thải từ công đoạn hồi tươi, ngâm vôi, khử lông

+ Nước thải của công đoạn làm xốp, thuộc Crom mang tính axit

Do đó, cần phải phân riêng dòng thải xử lý sơ bộ trước khi xử lý chung, cụ thể là tách riêng dòng ngâm vôi chứa Sunfit và dòng thuộc da chứa Crom

Trương Trọng Danh GVHD: Nguyễn Tấn Phong COD của nước thải khá cao, tỷ lệ BOD/COD lớn, có thể áp dụng biện pháp xử lý sinh học Tuy nhiên, cần tiến hành xử lý hóa lý nhằm loại SS và các chất độc hại trước khi vào công trình xử lý sinh học

Bảng 2.1 Đặc tính nước thải thuộc da (Lương Đức Phẩm, 2007)

Công đoạn Lượng nước thải m 3 /tấn da pH TS (g/L) SS (g/L) BOD5(mg/L) Hồi tươi 2.5 – 4.0 7.5 – 8.0 8 – 28 2.5 – 4 1100 – 2500

Ngâm vôi 6.5 – 10 10 – 12.5 16 –- 45 4.5 – 6.5 6000 – 9000 Khử vôi 7.0 – 8.0 3.0 – 9.0 1.2 – 12 0.2 – 1.2 1000 – 2000 Thuộc tannin 2.0 – 4.0 5.0 – 6.8 8 – 50 5 – 20 6000 – 12000

Làm xốp 2.0 – 3.0 2.0 – 4.0 16 – 45 0.6 – 6 600 – 2200 Thuộc Crom 4.0 – 5.0 2.6 – 3.2 2.4 – 12 0.3 – 1 800 – 1200 Dòng tổng 30 – 35 7.5 – 10 10 – 25 1.2 – 6 2000 – 3000

2.1.2 Thông tin về công ty Đặng Tư Ký:

- Tên công ty: Công ty TNHH Thuộc da Đặng Tư Ký

- Tên quốc tế: DANG TU KY LEATHER CO., LTD

- Địa chỉ: H25 – 26 – 27 – 24A đường số 3, khu công nghiệp Lê Minh Xuân, xã Lê Minh Xuân, huyện Bình Chánh, thành phố Hồ Chí Minh

- Giấy phép kinh doanh số: 0302825247; ngày cấp 19/12/2002

2.1.3 Công ty Đặng Tư Ký và hiện trạng xử lý:

Trương Trọng Danh GVHD: Nguyễn Tấn Phong

Nước thải Rửa- ngâm (hồi tươi 1 ngày)

Quay vôi, tẩy lông (1 ngày)

Nước, muối, phèn crôm, axit formic, Axit acetic, soda, muối diêm, men

Hơi nước, soda, syntan, keo, bột màu, dầu mềm

Nhuộm màu, ăn dầu 6-7 giờ

Nước ngưng về nồi hơi Sấy

Keo tổng hợp, hơi nước nước

Keo tổng hợp, hơi nước nước Kẹp căng

Hình 2.1: Sơ đồ quy trình sản xuất của Công ty Đặng Tư Ký

- Căn cứ trên dây truyền sản xuất và đặc điểm, tính chất của dòng thải trong quá trình thuộc da, ta có thể chia nước thải thuộc da thành các dòng thải chính là:

 Dòng thải chứa vôi - sunfua (có tính kiềm): Đây là dòng thải thu được từ quá trình tẩy lông, ngâm vôi, rửa vôi Nước thải có độ kiềm, BOD, sunphua, SS cao

 Dòng thải chứa Crôm (có tính axit): Đây là dòng thải thu được từ quá trình thuộc da, thuộc lại Nước thải có tính axit, hàm lượng Crôm khá cao, TDS lớn

 Nước thải rửa da và các dòng thải khác: Đây là dòng thải thu được từ các quá trình rửa da, thành phần nước thải chủ yếu chứa BOD, COD, SS

 Công đoạn hồi tươi: Các chất gây ô nhiễm gồm mỡ, bạc nhạc, diềm da, cặn vôi, lông là các chất thải rắn Chất thải lỏng có hàm lượng BOD, COD, SS, Cl - , sunfua cao

 Công đoạn thuộc: các axit, muối Crôm, chất thuộc, hàm lượng BOD, COD, SS…

Hơi dung môi, bụi sơn Sơn, in

 Hoàn thành ướt: ép nước, bào, xẻ da, trung hòa, thuộc lại, nhuộm ăn dầu: mùn bào, diềm da, nước chứa Crôm, tannin, chất chống mốc, BOD, COD, SS …

 Hoàn thành khô: sấy, hồi ẩm, vò mềm, trau chuốt Chất thải chứa kim loại nặng…., cặn bã chất trau chuốt

- Nhìn chung nước thải thuộc da chứa nhiều hóa chất tổng hợp như thuốc nhuộm, dung môi hữu cơ, hàm lượng TS, SS, độ màu, chất hữu cơ cao

- Lượng nước thải mỗi ngày:

 Nước thải sản xuất: 50 m 3 /ngàyđêm

 Nước thải sinh hoạt: 10 m 3 /ngàyđêm

Bảng 2.2: Thành phần nước thải thuộc da của công ty Đặng Tư Ký (sau xử lý hóa lý)

STT Thông số Giá trị Đơn vị

 Hiện trạng xử lý nước thải thuộc da:

Trương Trọng Danh GVHD: Nguyễn Tấn Phong Công ty sử dụng công nghệ aerotank truyền thống Nước thải thuộc da được phân thành hai dòng xử lý sơ bộ trước khi gom chung để xử lý: a Đối với dòng nước thải chứa Crom (1):

+ Nước thải theo hệ thống thoát nước riêng đi qua song chắn rác và lưới chắn rác đến bể tiếp nhận Song chắn rác và lưới chắn ráccó tác dụng loại bỏ cặn bẩn, các tạp chất thô và mịn

+ Nước thải tiếp tục được bơm đến bể trộn có châm định lượng FeSO4 và nâng pH tạo môi trường kiềm nhằm tạo ra phản ứng khử Cr 6+ thành Cr 3+

+ Nước thải được cho qua bể lắng để loại bỏ kết tủa Cr 3+ dưới dạng Cr(OH)3 Sau đó, nước thải được đưa đến bể điều hòa để tiếp tục công đoạn xử lý chung b Đối với dòng nước thải ngâm vôi và các dòng thải khác (2):

+ Nước thải ngâm vôi có hàm lượng Sunfit không cao nên được gom chung với các dòng thải từ công đoạn khác để xử lý

+ Nước thải được cho qua song chắn rác và lưới chắn rác đế bể tiếp nhận

SCR và lưới chắn rác dùng để loại bỏ cặn bẩn, thịt mỡ, các tạp chất mịn

+ Nước thải tiếp tục được bơm lên bể điều hòa để thực hiện công đoạn xử lý chung c Giai đoạn xử lý chung hai dòng nước thải (1) và (2):

- Tại bể điều hòa nước thải được sục khí nhằm oxy hóa Sunfit thành Sunfat, làm ổn định nước thải về lưu lượng và nồng độ

- Tiếp theo nước thải được cho qua bể trộn có châm định lượng phèn và điều chỉnh về pH thích hợp cho quá trình keo tụ tạo bông

Trương Trọng Danh GVHD: Nguyễn Tấn Phong - Nước thải tiếp tục chảy qua bể keo tụ tạo bông kết hợp với bể lắng 1 để tạo phản ứng keo tụ loại bỏ độ màu, kết tủa cặn lơ lửng và các hợp chất lắng được

- Nước thải được cho qua bể lọc sinh học hiếu khí nhằm tiếp tục xử lý BOD5, COD, mùi hôi trong nước thải, …

- Sau khi xử lý ở bể sinh học hiếu khí nước thải tiếp tục chảy sang bể lắng đợt 2 để loại bỏ bùn hoạt tính

- Sau cùng nước thải được cho qua bể khử trùng được châm định lượng Clo để diệt khuẩn nước xử lý Sau khi ra khỏi bể khử trùng nước thải đạt tiêu chuẩn 40:2011 loại A, B rồi thải ra nguồn tiếp nhận

- Lượng bùn hoạt tính từ bể lắng đợt 2 được tuần hoàn về bể sinh học hiếu khí để duy trì mật độ của vi sinh vật Bùn dư được dẫn về bể nén bùn

2.1.4 Các thông số chính của nước thải thuộc da a pH pH là thông số quan trọng đối với nước thải thuộc da Nó có ảnh hưởng đến hiệu quả của quá trình xử lý sinh học Diễn biến sự thay đổi pH trong nước thải thuộc da chịu sự ảnh hưởng của các yếu tố như: hoạt động của nhóm vi sinh vật kị khí và hiếu khí (làm giảm pH); quá trình quang tổng hợp của tảo; thực vật thủy sinh (làm tăng pH); quá trình pha loãng, bay hơi, thông khí trong quá trình vận hành bãi chôn lấp Thông thường pH trong bãi chôn lấp tăng cao vào mùa khô và giảm nhẹ vào mùa mưa b Độ kiềm Độ kiềm thể hiện cho khả năng thu nhận proton (acid, H + ) trong môi trường nước Proton nhận được sẽ làm giảm pH của nước Nguyên nhân tạo nên độ kiềm trong nước là do các hợp chất như bicarbonate (HCO 3 − ), ion hydroxyl (OH − ),

TỔNG QUAN VỀ CÔNG NGHỆ SBR VÀ GIÁ THỂ DI ĐỘNG

Công nghệ SBR được phát minh bởi Ardern và Locket vào năm 1914 (Ardern E and Lockett W.T., 1914) Ban đầu, SBR được phát triển dựa trên hệ thống xử lý bùn hoạt tính có 2 chế độ làm đầy và rút nước Thông thường, chu trình vận hành của SBR được chia thành 5 pha: Làm đầy, phản ứng, lắng, xả nước và nghỉ SBR có điểm khác cơ bản với bể bùn hoạt tính thông thường là quá trình sục khí và quá trình lắng được diễn ra đồng thời trong 1 bể (đồng nghĩa với việc không sử dụng bể lắng 2)

Pha làm đầy : Trong pha này, nước thải được bơm và chảy tràn vào hệ thống, nước thải vào sẽ mang theo một hàm lượng thức ăn cho các vi khuẩn trong bùn hoạt tính, tạo ra một môi trường cho phản ứng sinh hóa xảy ra Pha làm đầy có thể được vận hành ở 3 chế độ khác nhau: làm đầy tĩnh, làm đầy khuấy trộn, làm đầy sục khí

 Làm đầy tĩnh: Nước thải đưa vào bể ở trạng thái tĩnh (không có quá trình khuấy trộn và sục khí) Trạng thái này thường áp dụng trong công trình không cần quá trình nitrat hóa và quá trình phản nitrat và những công trình lưu lượng nước thải thấp để tiết kiệm năng lượng, chi phí vận hành, bảo dưỡng…

 Làm đầy có khuấy trộn thì giúp điều hòa nồng độ, ổn định thành phần nước thải, đồng thời xảy ra các quá trình oxy hóa cơ chất trong điều kiện thiếu khí, tăng hiệu quả xử lí nitơ trong nước thải

 Làm đầy có thổi khí nhằm duy trì vùng hiếu khí trong bể Tạo điều kiện cho vi sinh vật sinh trưởng và phát triển mạnh mẻ, trong bể xảy ra quá trình oxy

Trương Trọng Danh GVHD: Nguyễn Tấn Phong hóa các hợp chất hữu cơ, loại bỏ một phần BOD, COD trong nước thải Tạo điều kiện cho quá trình nitrat hóa xảy ra

Pha phản ứng : Sau khi cho nước vào bể, hệ thống bơm nước thải vào sẽ ngừng hoạt động, thay vào đó hệ thống sục khí và khuấy trộn sẽ được hoạt động luân phiên để tiến hành quá trình nitrit hóa, nitrat hóa và phân giải các hợp chất hữu cơ Thời gian, thứ tự của 2 quá trình sục khí và khuấy trộn sẽ phụ thuộc vào nồng độ các chất cần xử lý Trong pha này, không có nước thải vào trong bể vì vậy thề tích nước thải và tải trọng hữu cơ không được bổ sung, quá trình sục khí được duy trì, các vi sinh vật hiếu khí sẽ oxy hóa các hợp chất hữu cơ để sinh trưởng và phát triển và loại bỏ các hợp chất hữu cơ Pha này xảy ra quá trình nitrat hóa, ammoniac có trong nước thải sẽ được chuyển hóa thành nitrit và nitrat

Pha lắng: Các thiết bị sục khí ngừng hoạt động, quá trình lắng diễn ra trong môi tường tĩnh hoàn toàn, thời gian lắng thường nhỏ hơn 2 giờ Trong pha này, các bông bùn đã được hình thành sẽ được lắng xuống đáy bể, đồng thời xảy ra quá trình phản nitrat, nitrat và nitrit được tạo ra ở pha trên sẽ bị khử thành nitơ

Pha xả nước: Nước đã lắng sẽ được hệ thống thu nước tháo ra đến công trình tiếp theo, đồng thời trong quá trình này bùn cũng được tháo ra

Pha nghỉ: Thời gian chờ nạp mẻ tiếp theo (Thông thường, pha này thường bị bỏ qua)

Hình 2.2: Sơ đồ các pha của bể SBR

Nitrat hóa lần lượt bao gồm 2 bước nitrat hóa ammonium và nitrat hóa nitrit nhờ vào 2 chủng vi khuẩn tự dưỡng: Vi khuẩn oxy hóa ammonia (AOB) và vi khuẩn oxy hóa nitrit (NOB) Trong bước nitrat hóa ammonium, Nitrosomonas là loại được tìm thấy nhiều nhất trong nhóm AOB và các loại khác, bao gồm Nitrosococcus và Nitrosospira (Gerardi, 2002), Trong bước kế tiếp là Nitrit hóa, Nitrobacter là loại được tìm thấy nhiều nhất trong nhóm NOB và các loại khác, bao gồm Nitrospina, Nitrococcus và Nitrospira (Gerardi, 2002) Quá trình thông thường được chỉ ra trong các phản ứng năng lượng như sau:

Vi sinh vật sinh trưởng và duy trì bởi năng lượng nhận được từ các phản ứng này Phản ứng toàn bộ về năng lượng được mô tả ở phản ứng (2.3):

Hơn nữa, hợp chất C5H7O2N đại diện cho các tế bào vi khuẩn và việc hình thành tế bào vi khuẩn được mô tả ở phản ứng (1-04) (Tchobanoglous, 1991):

NH   O  HCO    C H NO  NO   H O  H CO

Lượng hóa chất yêu cầu cho quá trình này có thể được tính toán dựa vào phản ứng 1-04 Xấp xỉ cần khoảng 4,2mg O2 để oxy hóa 1mg NH3-N oxy hóa thành 1mg NO3-N Trong quá trình loại bỏ nitơ truyền thống, một lượng độ kiềm lớn được tiêu thụ (8,63mg HCO3 - hoặc 7,1mg CaCO3 trên 1mg NH4-N bị oxy hóa) (Gerardi, 2002)

Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình nitrat hóa:

 Oxy hòa tan (DO): Nồng độ DO = 4 - 7 mg/l, tốc độ nitrat hóa diễn ra tốt, nếu DO là 1,0 mg/l thì tốc độ này chỉ bằng 90% tốc độ ở nồng độ DO cao hơn

 pH: Tốc độ nitrat hóa cực đại khi pH nằm trong khoảng 7,2 -

9,0 và giảm tuyến tính khi pH < 7,2

 Nồng độ amoni: Quá trình oxy hóa amoni bị ức chế khi nồng độ amoni trong khoảng 5-20mg/l

Khử Nitrat là quá trình chuyển Nitrat thành Nitơ tự do thông qua nitrit và các chất trung gian khác dưới điều kiện thiếu khí Việc chuyển hóa này có thể đạt được do một vài loại vi khuẩn như Achromobacter, Aerobacter, Bacillus, Micrococcus, Proteus, v.v… (Tchobanoglous, 1991) Quá trình này đòi hỏi nguồn cacbon (ví dụ methanol, etanol, acetate, glucose) cho sự phát triển của vi khuẩn do chúng là vi khuẩn dị dưỡng Do đó, giá thành xử lý sẽ tăng cao, nhất là khi nước thải có hàm lượng nitơ cao và nguồn cacbon hữu cơ có trong nước thải thấp (ví dụ 1g N-NO3 sẽ cần tiêu tốn 2,47g methanol) Việc giảm Nitrat này bao gồm 2 bước chính: Nitrat chuyển thành Nitrit và Nitrit chuyển thành một số sản phản trung gian trước khi được khử thành khí Nitơ

Phương trình của quá trình khử nitrat sử dụng nguồn cacbon là methanol diễn ra như sau : (Tchobanoglous, 1991)

 Bước 1: Phản ứng năng lượng sử dụng methanol làm chất nhận electron

6 NO3 - + CH3OH  6 NO2 - + 2 CO2 + 4 H2O (2.6)

 Bước 2: Phản ứng tổng hợp sinh khối NO3 - + 1.08 CH3OH + 0.24 H2CO3

 Phản ứng năng lượng sử dụng methanol, nitơ amoni làm chất nhận electron:

NO3 - + 2.5 CH3OH + 0.5 NH4 + + 0.5 H2CO3

Giống như quá trình nitrat hóa, có một vài yếu tố ảnh hưởng đến quá trình khử nitrat Sự hiện diện của oxy tự do sẽ cản trở sự hoạt động hệ thống enzim cần cho quá trình khử nitrat Thông thường thì giá trị pH tăng lên trong suốt quá trình khử nitrat thành khí nitơ do tạo ra độ kiềm pH thích hợp cho quá trình này dao động từ 7 đến 8 tùy thuộc vào vi khuẩn tham gia vào quá trình khử nitrat Tốc độ loại bỏ nitrat và tốc độ sinh trưởng của vi sinh cũng bị ảnh hưởng bởi nhiệt độ, và nhiệt độ thích hợp là từ 35 - 50 0 C Hơn nữa, vi sinh vật rất nhạy cảm với sự thay đổi của nhiệt độ (Tchobanoglous, 1991)

Nguyên lý của các quá trình chuyển hóa Nitơ bao gồm: Nitrat hóa, khử Nitrat truyền thống và các quá trình mới được thể hiện như hình 2.3.

Hình 2.3: Chu trình chuyển hóa Nitơ

2.2.4 Sử dụng giá thể di động trong xử lý nước thải

TỔNG QUAN VỀ CÔNG NGHỆ ICEAS

2.3.1 Giới thiệu về các công nghệ cải tiến từ công nghệ SBR

Từ quá trình SBR thông thường, người ta còn cải tiến thành các quá trình khác: a ICEAS (Intermittent Cycle Extended aeration System): là bể SBR cải tiến với dòng vào liên tục Từ 5 pha của bể SBR thông thường, số pha của ICEAS được rút lại chỉ còn 3 pha: Phản ứng, lắng và rút nước b CASS (hay CAST, CASP) (Cyclic Activated Sludge System hoặc –Technology hay –Process): Hệ thống này cũng là tiền thân của ICEAS, được phát minh bởi Slater (Slater N.J and Goronszy M.C., 1994) So với ICEAS, bể phản ứng phụ của CASS nhỏ hơn, và CASS có đường hoàn lưu bùn trở lại bể phản ứng phụ

Hình 2.6: Sơ đồ các pha của CASS c IDEA (Intermittent Decanted Extended Aeration): Tương tự như CASS,

IDEA có dòng đầu vào liên tục, sục khí tuần tự và có hệ thống tuần hoàn bùn Bể phản ứng phụ của IDEA được chia ra thành hai bể (thiếu khí và kị khí), mỗi bể nhỏ đều có hệ thống tuần hoàn bùn; nước đầu vào được đưa vào ở giữa

Hình 2.7: Cấu tạo bể IDEA (Robert W C et al, 1999)

Trương Trọng Danh GVHD: Nguyễn Tấn Phong d DAT-IAT (Demand Aeration Tank (DAT) and Intermittent Aeration Tank

(IAT)) Đây là hệ thống kết hợp giữa hệ thống bùn hoạt tính thông thường và SBR DAT- IAT được chia ra làm 2 bể DAT và IAT Bể DAT được sục khí và có đầu vào liên tục (giống aerotank) còn IAT thì giống như một bể SBR thu nhỏ với đủ 4 pha (điền, phản ứng, lắng, rút)

Hình 2.8: Mô hình DAT- IAT (Wu et al, 2011) (Chú thích: (1) Bơm đầu vảo; (2) Tuần hoàn bùn; (3) Sục khí; (4) Máy thổi khí; (5) Van khí; (6) Hệ thống điều khiển; (7) Van điện; (8) Giá thể) e UNITANK (alternative biological treatment - UNited TANK) Bể UNITANK được chia làm 3 bể nhỏ, ngăn bằng các vách ngăn thông nhau ở phía dưới Ở các giai đoạn chính, nước thải được phân phối vào bể 1 hoặc 3, bể 2 sục khí Trong khi bể 1 và 2 sục khí thì bể 3 lắng (và ngược lại 2, 3 sục khí thì bể 1 lắng)

Hình 2.9: Sơ đồ các pha của bể UNITANK f ASBR (Anaerobic sequencing batch reactor): Bể SBR kị khí hoạt động tương tự như bể SBR thông thường, tuy nhiên lại vận hành trong điều kiện kị khí, được phát minh bởi Dague (1992)

Hình 2.10: Sơ đồ pha của bể SBR kị khí (ASBR)

Do SBR có dòng đầu vào gián đoạn, nên có những điểm bất lợi sau:

 Cần ít nhất 2 bể hoạt động hoặc cần bể điều hòa

 Khi thiết kế 2 bể mà cần phải ngừng 1 bể để bảo dưỡng, rất khó để bể còn lại hoạt động độc lập

 Dòng đầu vào và tải trọng thay đổi liên tục trong ngày nên có thể diễn ra tình trạng quá tải hoặc thấp tải trong bể

 Hệ thống kiểm soát bể dựa vào chiều cao mực nước trong bể và do mực nước trong bể thay đổi nhiều, nên ảnh hưởng đến thời gian phản ứng thực tế

 Nguồn carbon đầu vào bị ngắt quãng, ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý

Vì vậy, để khắc phục những điểm yếu trên, người ta đã tìm ra công nghệ ICEAS

Quá trình ICEAS là quá trình cải tiến của quá trình SBR, được bắt đầu nghiên cứu ở Úc vào những năm 80 (Ouyang., 1995) Hiện tại, công nghệ ICEAS được phát triển bới công ty SANITAIRE và đã có gần 1000 bể ICEAS được lắp đặt trên toàn thế giới (SANITAIRE, 2015) Quá trình ICEAS cho phép quá trình nạp nước đầu vào trong suốt toàn bộ các pha (kể cả pha lắng và pha rút nước) Và như vậy, ICEAS làm giảm số lượng pha từ 5 xuống 3 Ngoài ra, nếu hệ thống cần có quá trình khử nitrate thì nên thêm quá trình thiếu khí

Thông thường, bể SBR có thể kéo dài thời gian làm đầy khi cho phép việc vừa làm đầy vừa sục khí (pha làm đầy kiểu sục khí) Tuy nhiên, SBR thông

Trương Trọng Danh GVHD: Nguyễn Tấn Phong thường không cho phép vừa làm đầy vừa lắng hoặc vừa làm đầy vừa rút nước Và ICEAS giải quyết vấn đề trên bằng cách thêm 1 vách ngăn trong bể phản ứng

ICEAS chỉ có 3 pha chính:

Hình 2.11: Pha phản ứng của bể ICEAS

Pha phản ứng : Tương tự như SBR, pha phản ứng sẽ diễn ra quá trình khuấy trộn và sục khí đồng nước nước thải chảy liên tục vào ngăn tiền phản ứng

Trong bể lúc này sẽ xảy ra các quá trình hiếu khí, thiếu khí kết hợp, yếm khí

Hình 2.12: Pha lắng của bể ICEAS

Pha lắng : Ngưng sục khí hoàn toàn, các bông bùn sẽ được lắng xuống đáy bể (nước thải đầu vào vẫn chảy vào ngăn tiền phản ứng)

Hình 2.13: Pha rút nước bể ICEAS

Pha rút nước : Rút nước ra khỏi hệ thống (nước thải vẫn chảy vào ngăn tiền phản ứng) Bùn dư sẽ được bơm ra định kì trong giai đoạn này

2.3.3 Một số thông số thiết kế và vận hành bể ICEAS: a Thông số thiết kế cơ bản: (Nguyễn Văn Phước, 2014)

 Tỷ lệ F/M: 0.05 đến 0.12 lb BOD/lb MLSS/ngày

 SVI (sau lắng 30 phút): 150 đến 200

 Thời gian lưu nước (HRT): 0.35 – 0.6 ngày

 Thời gian lưu bùn (SRT): 25 ngày b Thông số vận hành

Bảng 2.3: Một số thông số vận hành bể ICEAS (Nguyễn Văn Phước, 2014)

Thông số Đơn vị Giá trị

DO pha phản ứng mg/l 1 3

DO để nitrate hóa xảy ra mg/l >1

DO để khử nitrate hóa xảy ra mg/l 0.4 m/h  Tốc độ lắng cao hơn nhiều so với tốc độ nước chạy ngược lên

Hình 3.1: Cấu tạo mô hình nghiên cứu

Trương Trọng Danh GVHD: Nguyễn Tấn Phong Thông số mô hình:

V = D x R x C = 50 x 8 x 55 (cm) = 20 L (chiều cao bảo vệ 5cm)

Trong đó, Vngăn phụ = D x R x C = 10 x 8 x 55 (cm)

Mô hình thí nghiệm được trình bày như hình bên dưới:

Hình 3.2: Mô hình nghiên cứu trong phòng thí nghiệm

 Mô hình nghiên cứu được chế tạo bằng nhựa mica, bể gồm có 2 ngăn: Ngăn phụ và ngăn phản ứng Trong đó, vách ngăn của bể được thiết kế để có thể điều chỉnh lên xuống

 Các thiết bị bao gồm: 1 bơm nước thải vào, 1 máy thổi khí, 1 van điện, 1 môtơ khuấy và hệ thống điện

 Thời gian các pha: o Pha phản ứng: 7 tiếng (2h sục -> 3h khuấy -> 2h sục) o Pha lắng: 0.5 tiếng o Pha rút nước: 0.5 tiếng

 Thời gian vận hành: 24h/ngày

Mô hình sử dụng giá thể sinh học PVA với đường kính D = 4mm và khối lượng riêng d = 1.015 kg/l Thể tích giá thể sử dụng là 2 L (= 10% thể tích bể)

Giá thể PVA có diện tích bề mặt là 2554 m 2 /m 3 (Levstek và Plazl, 2009) Vi sinh sẽ phát triển phía bên trong của giá thể giúp tăng mật độ vi sinh và làm tăng hiệu quả xử lý COD, NH4-N Và do vi sinh phát triển phía bên trong giá thể nên tạo ra môi trường thiếu khí, kị khí giúp tăng hiệu quả xử lý TN Giá thể PVA có thể giúp chịu được tải trọng cao đến 50 kgBOD/mgel 3.ngày hoặc 6 kgN/mgel 3.ngày (Kuraray, 2016) Bùn trong giá thể PVA sẽ được bảo vệ và ít bị bong tróc nên cũng ít sinh ra bùn Giá thể PVA không bị phân huỷ sinh học và ít bị biến dạng

Hình 3.3: PVA trước khi sử dụng

Hình 3.4: PVA sau sử dụng 1 tháng

Hình 3.5: Bề mặt bên trong giá thể PVA

Bùn được sử dụng trong nghiên cứu là bùn hoạt tính lấy từ trạm xử lý nước thải của công ty TNHH MTV Việt Nam Kỹ Nghệ Súc Sản (VISSAN)

Nước thải thuộc da lấy từ bể lắng (sau keo tụ tạo bông) của trạm xử lý nước thải của công ty thuộc da Đặng Tư Kí (Thành phần, tính chất nước thải xem bảng 2.2)

Nghiên cứu được tiến hành tại phòng Thí nghiệm thuộc khoa Môi trường của trường Đại học Bách Khoa TP.HCM

Mô hình được vận hành ở các điều kiện như sau:

 Chu kỳ 8h: 7h (2h sục khí -> 3h khuấy trộn -> 2h sục khí), 0.5h lắng và 0.5h rút nước

 DO: 4 – 5 mg/L (hiếu khí), 0.15 – 0.3 (thiếu khí) , 0.1 – 0.2 mg/L (lắng)

Vận hành theo 2 giai đoạn:

 Giai đoạn 1: Tải trọng COD: 0.5 – 1.0 – 1.5 kgCOD/m 3 ngày (không có giá thể PVA)

 Giai đoạn 2: Tải trọng COD: 1.5 – 2.0 kgCOD/m 3 ngày (có giá thể PVA)

Trương Trọng Danh GVHD: Nguyễn Tấn Phong Mẫu phân tích được lấy ở thùng chứa đầu vào và thùng chứa đầu ra của mô hình vào mỗi ngày Mẫu đầu ra sẽ là giá trị trung bình đầu ra của 3 chu kỳ liên tục trong 1 ngày.

PHƯƠNG PHÁP PHÂN TÍCH

3.2.1 Đo giá trị pH, DO và TDS: pH, DO, TDS lần lượt được đo trực tiếp bởi máy đo pH ((HI 8314, Hanna), máy đo DO (HI 9146, Hanna) và máy đo TDS (HI8734, Hanna)

Nguyên tắc xác định: (SMEWW 5220 - C - Closed Reflux, Titrimetric Method)

Chất hữu cơ bị oxi hóa bởi hỗn hợp dung dịch K2Cr2O7 và axit sunfuric đậm đặc khi được đun nóng ở 150 0 C trong thời gian 2 giờ Sau khi đun nóng, hàm lượng K2Cr2O7 dư sẽ được chuẩn độ bằng dung dịch sắt (II) amoni sunfat

(Fe(NH4)2SO4) Xác định lượng K2Cr2O7 đã tham gia phản ứng tương ứng là hàm lượng chất hữu cơ COD có trong mẫu

A: thể tích FAS sử dụng cho mẫu trắng, ml B: thể tích FAS sử dụng cho mẫu thật, ml M: nồng độ đương lượng của FAS, N 8000: mili đương lượng gam của oxy × 1000

3.2.3 Đo giá trị Nitơ Kjeldahl TKN:

Nguyên tắc xác định: (TCVN 5987:1995)

Chuyển các hợp chất nitơ trong mẫu thử thành amoni sunfat bằng cách vô cơ hóa với axti sunfuric có chứa lượng lớn kali sunfat để tăng điểm sôi của hỗn hợp và có CuSO4 làm xúc tác Giải phóng amoni sunfat bằng cách thêm kiềm và chưng cất vào dung dịch axit boric/chỉ thị

V: Thể tích chuẩn mẫu thật (mL) V0: Thể tích chuẩn mẫu trắng (mL) Vm: Thể tích mẫu lấy phân tích (mL) CN: Nồng độ HCl chuẩn (N)

3.2.4 Đo hàm lượng Amonia NH 4 -N:

Nguyên tắc xác định: (TCVN 5988 - 1995) Điều chỉnh pH của mẫu đến khoảng 6 – 7.4 Thêm MgO để tạo môi trường kiềm yếu, chưng cất NH4-N được giải phóng và thu vào bình chứa có sẵn dung dịch axit boric/chỉ thị Chuẩn độ ammoniac trong phần cất được bằng dung dịch HCl chuẩn

Công thức tính toán: mgNH 3 ⁄ =l V cd × C HCl × 17 × 1000

Vcd: Thể tích HCl chuẩn độ, ml CHCl: nồng độ đương lượng HCl, N Vm: Thể tích mẫu đem phân tích, ml

Cho 1 ml natrisacilat vào 10 ml mẫu, nung vừa cạn

Sau đó cho vào mẫu vừa nung lần lượt 1ml H2SO4 đậm, 8ml nước cất, 7 ml NaOH 30%, 9 ml NaOH 2.5% Để trong khoảng 10 đến 15 phút, tiến hành so màu ở bước sóng 420 nm Dựa vào phương trình đường chuẩn để tìm ra nồng độ

Cho 1ml griss vào 15 ml mẫu, để 10 đến 15 phút, tiến hành so màu ở bước sóng 543 nm

3.2.7 Chỉ số bùn lắng SVI:

Chỉ số SVI thường dùng để xác định khả năng lắng của bùn trong các hệ thống xử lý bằng bùn hoạt tính

Chỉ số bùn lắng được xác định khi dùng một ống đong thể tích 1 lít lắng trong 30 phút SVI được tính dựa trên thể tích bùn lắng sau thời gian này trên hàm lượng MLSS trong bể phản ứng (SMEWW - APHA, 1998)

SVI = Thể tích bùn lắng sau 30 phút x 1000 mg/g

SVI: chỉ số bùn lắng, ml/g MLSS: Nồng độ MLSS của bể phản ứng, mg/l

Nguyên tắc xác định: (SMEWW 2540 B – Total Solids Dried at 103 – 105 0 C)

Xác định MLSS tương tự như xác định hàm lượng TSS trong hỗn hợp bùn hoạt tính và nước thải (mixed liquor)

Lấy một lượng thể tích mẫu (đã tách giá thể) bỏ vào cốc sứ đã biết trước khối lượng, sau đó đem cốc đi sấy khô đến khối lượng không đổi tại nhiệt độ 103 đến 105 0 C Để nguội và cân cốc sau khi sấy Hiệu số khối lượng của cốc trước và sau khi sấy là hàm lượng chất rắn lơ lửng có trong mẫu (MLSS lơ lửng)

Công thức tính toán: mg MLSS l⁄ = (A − B) × 1000

A: Khối lượng cốc sau khi lọc mẫu, mg B: Khối lượng cốc ban đầu, mg

Vm: Thể tích mẫu đem lọc, ml

Riêng trường hợp có giá thể thì cũng đo như trên (bỏ cả giá thể vào cốc)

Trong quá trình sấy thì giá thể PVA sẽ bốc hơi còn lại bùn trong giá thể Lúc đó ta sẽ tính được lượng MLSS tổng (ở trong giá thể và lơ lửng bên ngoài) Để tính lượng MLSS trong giá thể thì lấy lượng MLSS tổng trừ đi giá trị MLSS lơ lửng

Nguyên tắc xác định: Xác định MLVSS tương tự như xác định hàm lượng VSS trong hỗn hợp bùn hoạt tính và nước thải (mixed liquor) bằng phương pháp khối lượng

Lấy một lượng thể tích mẫu (đã tách giá thể) bỏ vào cốc sứ đã biết trước khối lượng, sau đó đem cốc sấy khô đến khối lượng không đổi tại nhiệt độ 103 đến 105 0 C Để nguội và cân cốc sau khi sấy Hiệu số khối lượng cốc trước và sau khi sấy là hàm lượng chất rắn lơ lửng có trong mẫu Tiếp theo, cho cốc đem nung ở 550 0 C đến khối lượng không đổi (khoảng 1 giờ) Để nguội, hút ẩm và cân cốc lấy giá trị cân được (MLVSS lơ lửng)

Công thức tính toán: mg MLVSS l⁄ = (A − B) × 1000

A: (Khối lượng cốc + chất rắn trước khi tro hóa), mg B: (Khối lượng cốc + chất rắn sau khi tro hóa), mg

Vm: Thể tích mẫu đem lọc, ml

Riêng trường hợp đo MLVSS có trong giá thể thì cũng làm như trên nhưng có bỏ giá thể vào trong cốc Ta sẽ có được lượng MLVSS tổng (trong giá thể và lơ lửng) Sau đó trừ đi lượng MLVSS lơ lửng thì sẽ được MLVSS trong giá thể.

THÍ NGHIỆM LẮNG VÀ RÚT NƯỚC

3.3.1 Thí nghiệm lắng: a Nguyên nhân, mục đích:

Theo (USEPA, 1999), có nguy cơ xảy ra hiện tượng bùn khó lắng trong pha rút nước Nguyên nhân là do dòng đầu vào vẫn chạy vào liên tục trong pha lắng, vì vậy sẽ gây nên hiện tượng xáo trộn ở đáy bể phản ứng chính và làm cản trở việc lắng của bùn

Trương Trọng Danh GVHD: Nguyễn Tấn Phong Nếu lưu lượng đầu vào càng lớn thì càng làm tăng khả năng gây ra xáo trộn và cản trở việc lắng của bùn Vì vậy, nghiên cứu khảo sát sự ảnh hưởng của lưu lượng đầu vào đối với việc lắng của bùn, từ đó đưa ra thời gian lưu nước phù hợp cho bể ICEAS b Quy trình thực hiện:

Nghiên cứu sẽ được thực hiện tại bể ICEAS sau khi hoàn tất việc khảo sát ở tải 2.0 kgCOD/m 3 ngày Thí nghiệm lắng sẽ mô phỏng lại quá trình lắng của bùn với mực nước bằng mực nước ở đầu pha lắng Tiến hành đo vị trí của mặt phân cách bùn trong suốt quá trình lắng 30 phút, trong các điều kiện lưu lượng đầu vào khác nhau Sau đó sẽ so sánh các dãy giá trị và từ đó đưa ra mức độ ảnh hưởng của lưu lượng đầu vào đối với khả năng lắng của bùn

3.3.2 Thí nghiệm rút nước: a Nguyên nhân, mục đích:

Do dòng đầu vào vẫn chảy vào liên tục trong pha lắng và rút nước, nên có thể xảy ra hiện tượng xáo trộn giữa dòng đầu vào (có nồng độ cao) với lượng nước ở trong bể (có nồng độ thấp) và sẽ làm tăng nồng độ các chất ở trong bể, và ảnh hưởng đến chất lượng nước đầu ra Nó sẽ gây ra hiện tượng nồng độ cuối pha phản ứng thấp hơn nồng độ đầu ra

Các yếu tố ảnh hưởng chính đến khả năng tăng nồng độ các chất đầu ra: Lưu lượng đầu vào; tỉ lệ giữa nồng độ đầu vào với nồng độ trong bể Lưu lượng đầu và hoặc tỉ lệ giữa nồng độ đầu vào với nồng độ trong bể sẽ tỉ lệ thuận với lượng tăng nồng độ đầu ra

Bản chất của thí nghiệm này là khảo sát sự biến thiên nồng độ của một chất ở trong bể ICEAS khi đổ vào bể một lượng chất đó có nồng độ lớn hơn Các chỉ tiêu như COD, N, P , TDS, sẽ bình đẳng với nhau nên chọn chỉ tiêu dễ đo nhất (có

Trương Trọng Danh GVHD: Nguyễn Tấn Phong thể đo bằng máy cầm tay) là TDS Nghiên cứu chọn cố định tỉ lệ giữa nồng độ TDS dòng đầu vào với nồng độ TDS trong bể là 10 : 1, tỉ lệ này tương ứng với hiệu quả xử lý các chất trong suốt pha phản ứng là 90% Tỉ lệ này là đủ lớn để đúng với hầu hết các trường hợp có thể xảy ra trong thực tế

Nghiên cứu sẽ khảo sát ảnh hưởng của các lưu lượng đầu vào khác nhau đối với sự thay đổi của nồng độ đầu ra, từ đó đưa ra thời gian lưu nước phù hợp cho bể ICEAS b Quy trình thực hiện

Bước 1: Điều chỉnh nồng độ TDS trong bể và trong nguồn nước thải đầu vào cho phù hợp (tỉ lệ khoảng 1 : 10) Ở đây sẽ chỉnh nồng độ TDS trong bể vào khoảng 0.5 g/L còn nguồn đầu vào sẽ khoảng 5 g/L

Bước 2: Điều chỉnh mực nước trong bể bằng với mực nước thông thường ở cuối pha phản ứng (để mô phỏng đúng với quá trình lắng và rút nước)

Bước 3: Bắt đầu cho nước thải vào trong bể, và thực hiện thí nghiệm với ba lưu lượng khác nhau: Q = 20 L/ngày, Q = 40 L/ngày, Q = 80 L/ngày Các lưu lượng này tương ứng với HRT là 24h, 12h và 6h

Bước 4: Đo nồng độ TDS bằng máy đo TDS cầm tay ở trong bể (với thời gian

95%, tải 1.0 kgCOD/m 3 ngày đạt hiệu suất 90 – 93% và tải 1.5 kgCOD/m 3 ngày đạt hiệu suất 80 – 83%

So sánh với các nghiên cứu khác:

Hiệu suất xử lý COD trung bình của tải 0.5 kgCOD/m 3 ngày đạt 85.02%, tương đương với nghiên cứu của Li HongJing et al (2008) Hệ thống này hoạt động với lưu lượng 0.694 m 3 /s, MLSS ~ 4000 mg/L Hiệu quả xử lý NH4-N 78%

Hiệu suất xử lý COD trung bình của tải 1.0 kgCOD/m 3 ngày đạt 83.23%, trong nghiên cứu của Zeinaddine et al (2013) với hiệu quả xử lý COD từ (83.7% ~ 90.5%), và nghiên cứu của Li HongJing et al (2008) với hiệu quả xử lý COD 82%

So sánh giữa cái tải, hiệu suất xử lý COD giảm dần khi tải trọng tăng Do tải trọng tăng, làm hàm lượng chất hữu cơ tăng theo; hàm lượng chất hữu cơ tăng sẽ gây ức chế với vi sinh nên làm giảm khả năng xử lý COD Ngoài ra, do thời gian chạy mỗi tải cũng ngắn (1 tháng) nên lượng vi sinh phát triển chưa theo kịp với tải trọng nên cũng ảnh hưởng đến khả năng xử lý COD

Khi so sánh với QCVN 40:2011 (cột B), thì nồng độ COD đầu ra ở tải 0.5 và 1.0 kgCOD/m 3 ngày hầu hết các ngày đều đạt chuẩn Tải 1.5 kgCOD/m 3 ngày thì chỉ đạt chuẩn ở vài ngày cuối của tải còn tải 1.5 kgCOD/m 3 ngày (có PVA) thì tốt hơn, đạt chuẩn hầu hết ở các ngày Còn ở tải 2.0 kgCOD/m 3 ngày (có PVA) thì không đạt chuẩn

Ngoài ra, trong quá trình vận hành thì có xảy ra 1 số sự cố Trong các ngày 8, 26 và 30, hệ thống sục khí gặp sự cố nên khả năng xử lý COD bị giảm Tuy nhiên sau khi khắc phục được sự cố thì vi sinh đã phục hồi nhanh và hiệu suất xử lý COD trở lại như cũ Ở tải 1.5 kgCOD/m 3 ngày, so sánh giữa 2 giai đoạn, sự có mặt của giá thể PVA đã giúp tăng khả năng xử lý COD và hiệu suất xử lý COD cũng ổn định hơn

Trương Trọng Danh GVHD: Nguyễn Tấn Phong Trung bình, nồng độ COD đầu ra của tải 1.5 kgCOD/m 3 ngày (không giá thể) là 161 mg/L cao hơn điều kiện có giá thể là 121 mg/L Tuy nhiên, mức giảm 23%

COD đầu ra là không lớn

Hình 4.3: Tổng hợp hiệu suất xử lý COD

Hình 4.3 thể hiện rõ hơn về việc hiệu suất xử lý COD giảm dần theo tải trọng và hiệu suất xử lý COD tăng lên khi có mặt giá thể PVA Ngoài ra, hiệu suất xử lý COD ở giai đoạn 1 có độ biến thiên lớn hơn so với giai đoạn 2

4.2.2 Khả năng xử lý NH 4 -N: a Hiệu suất xử lý NH 4 -Nở giai đoạn 1:

Hiệu suất xử lý COD

Hình 4.4: Hiệu suất xử lý NH4-N ở giai đoạn 1

Hình 4.4 cho thấy, tương tự như COD, hiệu suất xử lý NH4-N thấp và không ổn định trong khoảng những ngày đầu tiên của các tải Và nguyên nhân cũng là do vi sinh cần thời gian để thích nghi với việc tăng tải trọng đột ngột Và tương tự như COD, sau đó, hiệu suất tăng dần và ổn định hơn, nhất là những ngày cuối cùng

Nguyên nhân cũng là do vi sinh đã dần thích nghi được với tải trọng mới

KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ

Trong mô hình ICEAS xử lý nước thải thuộc da, quá trình hiếu khí và thiếu khí đã diễn ra Nghiên cứu đã thu được hiệu quả xử lý COD, N ở các tải trọng khác nhau Mô hình đã chỉ ra hiệu quả xử lý COD, NH4-N và TKN tăng lên theo tải trọng và hiệu quả xử lý TN giảm dần theo tải trọng Hiệu quả xử lý COD tương đương với hai nghiên cứu của Zeinaddine et al (2013) và Li HongJing et al

(2008) với cùng tải trọng, hiệu quả xử lý NH4-N tương đương với nghiên cứu của Li HongJing et al (2008)

So sánh với QCVN 40:2011 (cột B), nồng độ COD đầu ra có thể đạt chuẩn ở các tải 0.5, 1.0 và 1.5 kgCOD/m 3 ngày (có giá thể) Còn nồng độ COD đầu ra ở tải 1.5 kgCOD/m 3 ngày (không giá thể) và 2.0 kgCOD/m 3 ngày (có giá thể) là không đạt chuẩn Đối với nồng độ NH4-N và TN đầu ra, thì ở tải 0.5 kgCOD/m 3 ngày là có thể đạt chuẩn, các tải còn lại đều không đạt

Do đầu vào có SS cao nên gây ra những ảnh hưởng nhất định đến mô hình, gây tác động xấu đến bùn hoạt tính; cụ thể tỉ lệ MLVSS/MLSS giảm dần theo thời gian vận hành mô hình từ 0.8 về 0.47; dẫn đến hiệu suất xử lý COD, NH4-N, TKN, TN không cao

Nghiên cứu đã chỉ ra giá thể PVA giúp tăng hiệu quả xử lý COD, NH4-N, TKN và TN Tuy nhiên, mức độ tăng là không lớn nên tính kinh tế của PVA là không cao Chứng tỏ là bùn lơ lửng chiếm tỉ trọng trong việc xử lý cao hơn bùn bám dính

Nghiên cứu chỉ ra lưu lượng đầu vào không gây ảnh hưởng đến hiệu quả lắng của bùn hoạt tính Có thể thiết kế hệ thống có HRT lên đến 2.4h mà bùn vẫn có thể lắng tốt Ngoài ra, dòng đầu vào chảy liên tục trong pha lắng và rút nước sẽ

Trương Trọng Danh GVHD: Nguyễn Tấn Phong làm tăng nồng độ các chất đầu ra Nếu thiết kế hệ thống có HRT = 12h thì nồng độ của một chỉ tiêu đầu ra có thể tăng lên tối đa là 20%

Do hiệu quả xử lý COD, NH4-N,TKN, TN trong nghiên cứu là không cao, nồng độ đầu ra vẫn chưa đạt chuẩn nên cần phải có sự thay đổi về chu kì, thời gian lưu cho thích hợp hơn

Nghiên cứu vẫn còn sử dụng nước thải được pha loãng, chưa sử dụng nước thải trực tiếp từ nguồn đầu vào Vì vậy chưa thể có sự đánh giá chính xác nhất về khả năng xử lý nước thải thuộc da nếu được áp dụng vào thực tế

Nghiên cứu cũng chưa khảo sát các yếu tố ảnh hưởng của DO, pH, độ kiềm và Photpho đối với hoạt động của vi sinh vật Nên cần thiết có những nghiên cứu tiếp theo đánh giá sâu hơn về các yếu tố trên

Do thời gian nghiên cứu có hạn, thời gian vi sinh phát triển chỉ < 3 tháng, nên lượng vi sinh bám trên giá thể cũng chưa nhiều, nên các nghiên cứu sau cần có thời gian để cho vi sinh bám trên giá thể dài hơn

Mô hình sử dụng nước thải đầu vào, có sự hiện diện của chất rắn lơ lửng SS

Yếu tố này gây ảnh hưởng đến hoạt động của vi sinh vật, ảnh hưởng đến quá trình lắng của bùn, hay chất lượng bùn.Vậy nên, cần có phương án xử lý SS triệt để trước khi cho nước thải chạy vào mô hình

Thí nghiệm về lắng và rút nước chỉ ở mức độ cơ bản, nếu đi sâu hơn thì có thể sử dụng phần mềm mô hình hoá để mô phỏng chính xác hơn Ngoài ra, do thời gian thí nghiệm kéo dài nên mô hình bị biến dạng và vách ngăn cũng không hoàn toàn kín gây ảnh hưởng đến thí nghiệm lắng và rút nước

Ardern E and Lockett W.T “Experimentation on the oxidation of sewage without the aid of filters”, Journal Soc Chem., Inc., vol 33, pp 523, 1914

Chen A.-C., Chang J.-S , Yang L & Yang Y.-H “Nitrogen Removal from Sewage by Continuous Flow SBR System with Intermittent Aeration”, Environmental Technology, vol 22, no 5, pp 553-559, 2001

Crites R and Tchobanoglous G “Small and decentralized wastewater management systems”, New York, 1998

Dague R.R., Habben C.E., Pidaparti S.R “Initial studies on the anaerobic sequencing batch reactor”, Wat Sci Technol., vol 26, no 9-11, pp 2432-2492, 1992

Gerardi, M.H “Nitrification and denitrification in the activated sludge process”, John

Wiley and Sons Inc., New York, 2002

Henze M., Gujer W., Mino T., and van Loosdrecht.“Actived Sludge Models ASM1, ASM2, ASM3 and ASM4 in I.J.G.o.M.M.F.D.a.O.o.B.W Treatment”, Scientific and Technical Report No.9, IWA pubishing, London UK, 2000

ITT WWW “The ICEAS® - SBR Biological Treatment System Brief Notes on the Mako WWTP ICEAS-SBR System”, IEEE, Magnus Hallberg, 2009

Kuraray “PVA-Gel Bioreactor” Internet: http://www.kurarayaqua.co.jp/en/product/pvagel.html, 5 July, 2016

Lee H., Brereton J A , Mavinic D S., Fiorante R A., Oldham W K & Paisley J K

“Nutrient Removal with Methanol as a Carbon Source Full-Scale Continuous Inflow SBR Application”, Environmental Technology, vol 22, no 10, pp 1223-1235, 2001

Trương Trọng Danh GVHD: Nguyễn Tấn Phong LI Hongjing, CHEN Yinguang, GU Guowei, LIU Yandong “Phosphorous Removal in

Intermittent Cycle Extended Aeration System Wastewater Treatment Plant - Effect of Temperature” Bioinformatics and Biomedical Engineering, the 2nd International

Conference on Shanghai, pp 2970 – 2973, 16-18 May 2008

Lương Đức Phẩm “Công nghệ xử lý nước thải bằng biện pháp sinh học”, NXB Giáo Dục, Hà Nội, 2007

M Hallberg, S Sankaramanchi, J Newman, A Pasculea and F Andrei “SBR- ICEAS® a proven treatment solution today and for the future”, 1st International Conference – All for Clean Water, Pitesti, Romania, 2009

Meta Levstek, Igor Plazl “Influence of carrier type on nitrification in the moving-bed biofilm process”, Water Sci and Technol, vol 59, no 5, pp.875–882, 2009

Nguyễn Văn Phước Class Lecture, Topic: “ASBR” Faculty of Environment and Natural Resources, University of Technology, Ho Chi Minh city, Vietnam, Dec 2, 2014 ỉdegaard H., Rusten B., Westrym T “A new moving bed biofilm reactor – Application and results”, Wat Sci Tech, vol 29, no 10-11, pp 157-165, 1994

Ouyang F.C “A study of a modified process for the intermittent cycle extended aeration system”, Wat Sci Technol., vol 31, no 9, pp.173-180, 1995

R Ganesh , Balaji G., Ramanujam R.A “Biodegradation of tannery wastewater using sequencing batch reactor - Respirometric assessment”, Bioresource Technology, vol.97, no.15, pp.1815–1821, 2005

Robert W Chong, Alan Flinders, Carmel Krogh, Warwick Battye-Smitht and Angelo Ernmanualt “Retrofitting of intermitient decanted extended aeration (idea) plant for

Trương Trọng Danh GVHD: Nguyễn Tấn Phong enhanced biological phosphorus removal”, Wal Sci Tech., vol 39, no.6, pp 151-158,

Rusten, B., Hem L., ỉdegaard H “Nitrification of municipal wastewater in novel moving bed biofilm reactors”, Water Environm Res., vol 67, no.1, pp 75-86, 1995

SANITAIRE “ICEAS Advance SBR” Internet: http://www.xylem.com/treatment/us/products/iceas-advanced-sbr, May 27, 2015

Slater N.J and Goronszy M.C “The Cyclic Activated Sludge System: A Way to Achieve Discharge Standards”, New Word Water, pp 81-83, 1994

Tchobanoglous G., et al “Size distributions of particulate contaminants in wastewater and their impact on treatability”, Water Research, vol 25, issue 8, pp 911-922, 1991

USEPA “Sequencing Batch Reactors for Nitrification and Nutrient Removal”, US Environmental Protection Agency, EPA 832 R-92-002, Washington D.C., pp 1-5 to 1- 7, 1992

USEPA “Wastewater Technology Fact Sheet, Sequencing Batch Reactor”, EPA 832- F-9-073, 1999

Wu Q, Hua T, Zhou Q X “Treatment and remediation of a wastewater lagoon using microelectrolysis and modified DAT/IAT methods”, Journal of Environmental Sciences, vol 23, no 3, pp 388–395, 2011

Ying-Chih Chiu, Li-Ling Lee, Cheng-Nan Chang and Allen C Chao “Control of carbon and ammonium ratio for simultaneous nitrification and denitrification in a sequencing batch bioreactor”, International Biodeterioration & Biodegradation, vol

Zeinaddine H.R., Ebrahimi A., Alipour V., Rezaei L “Removal of Nitrogen and Phosphorous from Wastewater of Seafood Market by Intermit tent Cycle Extended

Trương Trọng Danh GVHD: Nguyễn Tấn Phong Aeration System (ICEAS)”, J Health Sci Surveillance Sys, vol 1, no.2, pp 89-93, 2013

 Họ và tên: Trương Trọng Danh

 Nơi sinh Nha Trang – Khánh Hoà

 Địa chỉ liên lạc: Vĩnh Phước – Nha Trang – Khánh Hoà

(Bắt đầu từ Đại học đến nay) Đại học

 Chế độ học: Chính quy

 Thời gian học: Từ 09/2009 đến 04/2014

 Nơi học: Trường Đại học Bách Khoa – Tp Hồ Chí Minh

 Chuyên ngành: Kỹ thuật môi trường

 Thời gian học: Từ 09/2014 đến nay

 Nơi học: Trường Đại học Bách khoa - Đại học Quốc Gia – Tp.Hồ Chí Minh

 Chuyên ngành: Kỹ thuật môi trường

SỐ LIỆU KẾT QUẢ PHÂN TÍCH 1 Giai đoạn thích nghi: (Tải trọng 0.4 KgCOD/m 3 ngày):

1.1 Số liệu phân tích COD, TKN, TN:

Trương Trọng Danh GVHD: Nguyễn Tấn Phong 1.2 Số liệu phân tích NH4-N, NO3-N, NO2-N:

Trương Trọng Danh GVHD: Nguyễn Tấn Phong 2 Tải trọng 0.5 KgCOD/m 3 ngày:

Trương Trọng Danh GVHD: Nguyễn Tấn Phong 3 Tải trọng 1 KgCOD/m 3 ngày:

Trương Trọng Danh GVHD: Nguyễn Tấn Phong 4 Tải trọng 1.5 KgCOD/m 3 ngày:

Trương Trọng Danh GVHD: Nguyễn Tấn Phong 5 Tải trọng 1.5 KgCOD/m 3 ngày: (có giá thể)

6 Tải trọng 2.0 KgCOD/m 3 ngày: (có giá thể) 6.1 Số liệu phân tích COD, TKN, TN:

6.2 Số liệu phân tích NH4-N, NO3-N, NO2-N:

Tiêu đề	Xử lý nước thải thuộc da bằng công nghệ SBR dòng vào liên tục có sử dụng giá thể
Tác giả	Trương Trọng Danh
Người hướng dẫn	PGS.TS Nguyễn Tấn Phong
Trường học	Trường Đại học Bách Khoa, Đại học Quốc gia TP.HCM
Chuyên ngành	Kỹ thuật Môi trường
Thể loại	Luận văn thạc sĩ
Năm xuất bản	2016
Thành phố	TP. Hồ Chí Minh

Định dạng
Số trang	96
Dung lượng	1,57 MB