DANH MỤC TỪ VIẾT TẮT Anammox Anaerobic Ammonium Oxidation Oxy hóa ammoni kị khí AOB Ammonium Oxidation Bacteria Vi khuẩn oxy hóa ammoni thành nitrit BOD5 Biological Oxygen Demand Nhu cầu
TỔNG QUAN
Tổng quan về nước rỉ rác
Nước rỉ rác cũ là loại nước thải bị ô nhiễm nặng và thành phần phức tạp Hỗn hợp các chất ô nhiễm hữu cơ và vô cơ có thể được sinh ra từ các quá trình sinh học, hóa học và vật lý diễn ra trong các bãi rác (Heyer và stegmann, 2002; Poznyak và cộng sự, 2008)
Thành phần nước rỉ rác phụ thuộc vào nhiều yếu tố khác nhau như: Tuổi thọ bãi rác, khí hậu, bản chất của các chất thải bị phân hủy và thành phần chất thải ở các vị trí khác nhau Nước rỉ rác bao gồm 4 thành phần chính: (Christensen và cộng sự, 2001;
Chất hữu cơ hòa tan bao gồm: Nhu cầu oxy hóa học (COD) hoặc tổng cacbon hữu cơ bao gồm: CH4, các Acid béo dễ bay hơi và các hợp chất khó phân hủy sinh học như: Acid fulvic, acid humic, v.v…
Các hợp chất vô cơ: Ca 2+, Mg 2+ , Na + , K + , NH4 +, Fe 2+ , Mn 2+ , Cl - , SO4 2-, HCO3 -
Các hợp chất hữu cơ xenobiotic (XOCs) có nguồn gốc từ các hộ gia đình và trong công nghiệp Chúng có nồng độ tương đối thấp (thông thường ít hơn 1 g/m 3 ứng với từng chất riêng lẻ) trong nước rỉ rác bao gồm: Các loại hidrocabon vòng thơm, axit carbolic và các hợp chất halogen hữu cơ hấp phụ, v.v…
Thành phần nước rỉ rác cũng có thể được đặc trưng bởi độc chất khác nhau và cũng được xác định bởi các xét nghiệm về độc học (Vibrio fischeri, Daphnia similes, Artemia salina ,v.v…) và đều này cung cấp thông tin về hàm lượng các chất ô nhiễm có thể gây hại đến các loại sinh vật xác định (Kjeldsen và cộng sự, 2002; Renou và cộng sự, 2008) Chất độc được hình thành từ hỗn hợp của các chất ô nhiễm khác nhau
Các thử nghiệm về độc chất có thể đưa ra nhiều thông tin về tiềm năng tác động đến môi trường hơn là thực hiện các phép phân tích về hóa học đơn thuần (Marttinen và cộng sự, 2002) Các thử nghiệm độc học đã xác định các tiềm năng gây ô nhiễm của nước rỉ rác và cần phải xử lý nó (Kjeldsen và cộng sự, 2002; Renou và cộng sự,
Có nhiều yếu tố ảnh hưởng lên chất lượng của nước rỉ rác Tuy nhiên, trong các yếu tố thì tuổi thọ của bãi rác là yếu tố ảnh hưởng đặc biệt đến thành phần nước rỉ rác (Renou và cộng sự, 2008) Kulikowska và Klimiuk (2007) đã đưa ra số liệu cho thấy tuổi thọ của bãi rác có ảnh hưởng đặc biệt đáng kể đến các hợp chất hữu cơ và sự biến đổi các hợp chất này theo thời gian 3 loại nước rỉ rác có thể được phân loại theo tuổi thọ của bãi rác là: Mới, trung và ổn định (Amokrane và cộng sự, 1997; Poznyak và cộng sự, 2008) Nhìn chung, nước rỉ rác mới chứa nhiều hợp chất hữu cơ dễ phân hủy sinh học và sản phẩm của quá trình lên men kỵ khí nhanh của các hợp chất hữu cơ này thường chứa nồng độ cao của các Acid béo dễ bay hơi (VFA) Theo thời gian, khi nước rỉ rác trong giai đoạn lên men metan, sự phân hủy các chất ô nhiễm hữu cơ dễ phân hủy sinh học giảm dần và VFA chuyển thành khí sinh học Do đó, các chất hữu cơ, tỉ lệ BOD/COD giảm đáng kể và các hợp chất hữu cơ khó phân hủy sinh học chiếm chủ yếu trong nước rỉ rác cũ (Welander và cộng sự, 1998; Neczaj và cộng sự, 2007)
Ngược lại, hàm lượng ammonia không giảm và thường là chất gây ô nhiễm chính trong nước rỉ rác cũ (Kjeldsten và cộng sự, 2002) Nguồn nitơ chủ yếu là protein và chiếm khoảng 0,5 % trọng lượng khô của chất thải rắn đô thị Sự thủy phân mạch polypeptide rất khó xảy ra vì cần rất nhiều năng lượng và đây là nguyên nhân làm cho quá trình động học của sự thủy phân protein xảy ra chậm và điều này gây ra sự giải phóng ammonia chậm Nitơ có thể gây ra hiện tượng phú dưỡng hóa cho các nguồn nước tiếp nhận Do đó, sự loại bỏ nó ra khỏi các nguồn nước thải nói chung và nước rỉ rác cũ nói riêng bằng phương pháp sinh học là cấp thiết (Jokela và cộng sự, 2002)
Thành phần nước thải đầu vào lấy tại bãi chôn lấp Gò Cát được thể hiện ở bảng sau:
Bảng 2.1: Thành phần nước rỉ rác lấy từ bãi rác Gò Cát
STT Chỉ tiêu Đơn vị Giá trị trung bình ± STD
10 Độ cứng tổng mg CaCO3//L 1.557 25
(Nguồn: Biếc và cộng sự, 2012)
Theo số liệu bảng 2.1, nước thải đầu vào chứa hàm lượng ammonia rất cao (NH4 +-N 3500 mg N/L) là nguyên nhân gây ra hiện tượng phú dưỡng hoá nguồn nước mặt
Việc xử lý nitơ theo phương pháp truyền thống không mang lại hiệu quả cao đối với nước rỉ rác vì tỉ lệ BOD5/COD = 0.04 (khá thấp), mà COD trong nước rỉ rác cũ chủ yếu là khó phân hủy sinh học Do đó, cần phải bổ sung thêm nguồn cacbon từ bên ngoài vào trong giai đoạn khử nitrate và chi phí sục khí cho quá trình nitrate hóa Xử lý nitơ bằng phương pháp sinh học truyền thống (nitrate hóa và khử nitrate) không hiệu quả về mặt chi phí vận hành cũng như chi phí xử lý Ngoài các chất ô nhiễm hữu cơ và nitơ dưới dạng ammonia, nước rỉ rác còn chứa các khoáng chất vi lượng như:
Fe, Zn, Mg, Cu, v.v… Đây là môi trường rất thích hợp cho sự phát triển của vi khuẩn Anammox và cũng như mở ra một hướng nghiên cứu mới có khả năng xử lý nitơ trong nước rỉ rác cũ với chi phí xử lý thấp.
Tổng quan về Expanded Granular Sludge Bed Reactor (EGSB)
2.2.1 Giới thiệu về bể phản ứng Upflow Anaerobic Sludge Bed (UASB)
Bể phản ứng UASB được Lettinga và cộng sự phát triển ở Hà Lan và cuối những năm
1970 Bùn hạt được báo cáo bởi Young và McCarty (1969) trong hệ thống lọc kỵ khí và được quan sát ở Na Phi trong suốt chuyến thăm của Lettinga trước khi phát triển bể UASB đầu tiên Tuy nhiên, bể UASB không được phát triển trong thời gian đó do thiếu hiểu biết và thiếu kinh nghiệm tạo bùn hạt Bể UASB đầu tiên được áp dụng cho một nhà máy củ cải đường ở Hà Lan Bể UASB được áp dụng thàng công ở quy mô pilot và có nhiều bể phản ứng UASB quy mô thực tế cho nhiều loại nước thải công nhiệp sau đó Báo cáo đầu tiên về bể phản ứng UASB là Dutch vào cuối những năm 1970 và tạp chí quốc tế chính thức vào năm 1980
Có vài bể UASB vào đầu nhũng năm 1970 nhưng những bể phản ứng này không được chú ý vào thời gian đó Tuy nhiên, có vài loại bể phản ứng quy mô thực tế được vận hành trên khắp thế giới, đặc biệt là ở Châu Âu, phía Nam châu Mĩ, phía Nam châu Á và Tây Nam châu Á Bên cạnh đó, trong một cuộc khảo sát có 1215 bể phản ứng kỵ khí tốc độ cao quy mô thực tế được vận hành trên khắp thế giới từ những năm 1970 và hầu hết các bể phản ứng bao gồm UASB và EGSB Đa số nước thải được áp dụng là nước thải ngành sản xuất bia, nước giải khát, sản xuất cồn rượu, lên men, công nghiệp thực phẩm, giấy và bôt giấy Những loại nước thải này chiếm khoảng 90% các ứng dụng
Quá trình UASB dựa vào sự chuyển động đi lên của nước thải thông qua lớp bùn hạt kỵ khí Bể UASB gồm 4 phần chính: lớp bùn hạt, vùng bùn lơ lửng, hệ thống tách khí- rắn và phần lắng Lớp bùn hạt ở đáy bể phản ứng vùng bùn lơ lửng gồm các hạt bùn phân tán xáo trộn với khí sinh ra trong bể phản ứng Nước thải vào đáy bể và bị phân hủy ở lớp bùn hạt và vùng bùn lơ lửng Thiết bị tách khí phan tách khí và từ nước thải và bùn hạt có thể lắng được Một số hạt bùn có thể vào phần lắng và vùng không hoạt hóa được hình thành, chúng có thể lắng trở lại bể phản ứng hay bị rửa trôi ra khỏi mô hình Vận tốc dòng chảy điển hình là 0,5 – 1m/giờ và thường có thể xử lý đến tải trọng 10 – 15kg/m 3 ngày Hơn nữa, không có thiết bị xáo trộn riêng biệt ngoài vận tốc dòng nước và khí sinh ra Bể phản ứng UASB thường khởi động với 10 – 30% bùn cấy
2.2.2 Giới thiệu về Expanded Granular Sludge Bed reactor (EGSB)
Qua trình Expanded Granular Sludge Bed reactor (EGSB) là quá trình cải tiến của UASB, được giáo sư Lettinga và cộng sự phát triển vào năm 1983 tại Hà Lan Sự ra đời của EGSB với dòng tuần hoàn kết hợp với bể phản ứng cao hơn (tỉ lệ chiều cao/ đường kính lớn) mang lại những ưu thế hơn so với quá trình xử lý nước thải bằng UASB Với tỉ lệ dòng tuần hoàn cao, dòng chảy ngược của quá trình EGSB thường có tốc độ dâng ổn định tiêu biểu trong khoảng hơn 5m/giờ, làm cho lớp bùn giãn nở, giảm tối thiểu vùng chết, tiếp xúc giữa nước thải và bùn tốt hơn sự khuấy trộn của thủy lực, do đó tăng cường hiệu quả xử lý và tính ổn định
So với UASB, quá trình EGSB xử lý được nước thải với tải trọng cao, có thể đến 42,3kg/m 3 ngày, trung bình là 20kg/m 3 ngày với kết quả khảo sát từ 198 công trình
EGSB thực tế, cao gấp hai lần so với kết quả UASB Hơn nữa, EGSB có thể vận hành ở thời gian lưu rất ngắn (>1,5 giờ) trong khi vẫn duy trì nồng độ bùn cao trong hệ thống Bể phản ứng EGSB đặc biệt thích hợp với nước thải có nồng độ ô nhiễm thấp và trung bình
Nhiều nghiên cứu cho thấy EGSB có thể xử lý các chất độc trong khi UASB không thể phân hủy được do dòng tuần hoàn trong EGSB có tác dụng pha loãng nồng độ đầu vào Đặc điểm nổi bật nhất của bể EGSB là vận tốc dòng chảy ngược cao Dòng tuần hoàn có thể tách chất rắn lơ lửng nhỏ ra khỏi lớp bùn Do đó, EGSB xử lý được nước thải với nồng độ chất rắn lơ lửng cao mà không bị giảm hiệu quả, do vận tốc lắng của hạt rắn thấp hơn vận tốc bề mặt của chất lỏng Trong khi đó dòng vào của UASB phải đảm bảo chất rắn lơ lửng thấp, vì chất rắn lơ lửng có thể thay thế cho lớp bùn trong hệ thống
Quá trình EGSB là quá trình kỵ khí được thiết kế cải thiện nâng cao cùng với quá trình có dòng tuần hoàn của bể EGSB làm giảm thời gian lưu nước, thế tích và diện tích bể giảm dẫn đến chi phí đầu tư thấp Với những ưu điểm đáng kể đó, EGSB ngày càng được thay thế cho UASB trong các công trình thực tế.
Các phương pháp xử lý nitơ trong nước rỉ rác
Tính chất nước rỉ rác phụ thuộc vào các yếu tố như: Loại rác được thu gom, lượng mưa theo mùa, tuổi thọ của bãi rác và các yếu tố khác Các yếu tố này cho thấy sự phức tạp của nước rỉ rác và do đó không có biện pháp chung nào để xử lý nó Theo Renou và cộng sự (2008), phương pháp xử lý nước rỉ rác truyền thống có thể thực hiện theo 3 phương pháp: Tuần hoàn nước rỉ rác (thiết kế các bãi chôn lấp hợp vệ sinh) và kết hợp xử lý với nước thải sinh hoạt, các phương pháp xử lý hóa lý, phương pháp xử lý sinh học (quá trình hiếu khí và thiếu khí)
2.3.1 Tuần hoàn nước rỉ rác và kết hợp xử lý với nước thải sinh hoạt
Tuần hoàn nước rỉ rác đã được sử dụng rộng rãi ở nhiều thập niên trước vì nó là một trong các phương pháp xử lý rẻ tiền nhất Có nhiều thuân lợi trong việc vận hành bãi rác như là một bể phản ứng sinh học Tuần hoàn nước rỉ rác không chỉ cải thiện chất lượng nước mà còn rút ngắn thời gian cần thiết để ổn định nước thải Ngoài ra còn có một số ưu điểm khác như: Xử lý nước rỉ rác tại chỗ, nâng cao tốc độ sản sinh khí từ bãi rác tạo thuận lợi trong việc thu hồi năng lượng Đây là xu hướng tạo ra nước rỉ rác ổn định chứa hàm lượng cacbon hữu cơ dễ phân hủy sinh học tương đối thấp nhưng hàm lượng ammonia và các hợp chất hữu cơ khó phân hủy sinh học cao (Knox, 1985;
Jianguo và cộng sự, 2007; Renou và cộng sự, 2008) Tuy nhiên theo Price và cộng sự (2003) có thể loại bỏ ammonia trong nước rỉ rác bằng quá trình nitrate hóa và khử nitrate tại chỗ bởi xem bãi rác như là một bể phản ứng sinh học
Cách đây vài năm, xử lý nước rỉ rác cùng với nước thải đô thị là một giải pháp phổ biến Tuy nhiên, sự lựa chọn này không được khuyến khích vì sự có mặt của các hợp chất ức chế và các chất độc từ nước rỉ rác, do đó làm giảm hiệu quả xử lý với nồng độ các chất ô nhiễm đầu ra cao (Welander và cộng sự, 1998; Renou và cộng sự, 2008)
Ngoài ra, Aktas và Cecen (2001) quan sát thấy sự ức chế quá trình nitrate hóa và lượng nitrite tạo thành khoảng 85 -100 % tổng (NOx N) khi hòa trộn nước rỉ rác với nước thải sinh hoạt
Vì tính chất của nước rỉ rác rất độc và ổn định nên xử lý bằng phương pháp sinh học không hiệu quả Do đó, các công nghệ được lựa chọn dựa vào chất lượng được yêu cầu xử lý (Rivas và cộng sự, 2004) Các quá trình như: Tuyển nổi, keo tụ, tạo bông, hấp phụ, oxy hóa hóa học, tách khí thì có thể loại bỏ chất rắn lơ lửng, hạt keo, váng nổi, màu, các chất độc, v.v…Các biện pháp xử lý hóa lý đối với nước rỉ rác được dùng để xử lý bổ sung (tiền xử lý, xử lý cuối đường ống hoặc xử lý các chất ô nhiễm đặc biệt như: Tách khí để loại bỏ ammonia) (Renou và cộng sự , 2008) Đặc biệt, ammonia được xác định là chất gây độc chủ yếu đối với vi sinh vật (VSV) trong hệ thống xử lý, cần có quá trình tiền xử lý để loại bỏ ammonia trước khi cho qua hệ thống xử lý sinh học (Kim và cộng sự, 2007) Cần lưu ý rằng, hàm lượng Acid béo bay hơi trong nước rỉ rác giảm theo tuổi của bãi rác và quá trình nitrate hóa và khử nitrate rất khó xảy ra vì tỉ lệ COD/NH4 +-N thấp (thiếu chất cho điện tử và cần cung cấp năng lượng cho quá trình hiếu khí) (He và cộng sự, 2007)
Phương pháp xử lý hóa lý phổ biến nhất để loại bỏ ammonia trong nước rỉ rác là phương pháp tách khí có thể loại bỏ trên 93 % ammonia (Li và cộng sự, 1999;
Marttinen và cộng sự, 2002; Renou và cộng sự, 2008) Để phương pháp này có hiệu quả thì cần tạo môi trường có pH cao và pha khí ô nhiễm phải được xử lý bằng H2SO4 hoặc HCl Điều cần quan tâm trong xử lý ammonia bằng phương pháp tách khí là sự phát thải NH3 vào khí quyển gây ô nhiễm không khí nếu NH3 không được hấp thụ đúng bằng H2SO4 hoặc HCl Nhược điểm khác là độ dày lớp vôi của tháp tách khí khi vôi sử dụng để điều chỉnh pH và vấn đề sủi bọt bắt buộc phải sử dụng tháp tách khí có kích thước lớn (Li và cộng sự, 1999) Hơn nữa, vì nước rỉ rác cũ có độ kiềm cao đã hình thành hệ thống đệm pH mạnh, sự biến thiên pH trước và sau tách khí sẽ tiêu tốn một hàm lượng kiềm và acid lớn (Li và cộng sự, 1999) Theo Marttinen và cộng sự
(2002), trong một số trường hợp tách khí và ozone hóa sẽ làm tăng tính độc mặc dù COD và ammonia đã được loại bỏ Đây có thể là kết quả của quá trình oxy hóa các hợp chất hữu cơ hình thành các độc tố, mà các độc tố này có thể ảnh hưởng đến hoạt tính vi sinh trong các quá trình xử lý sinh học phía sau
Phương pháp khác để loại bỏ ammonia trong nước rỉ rác là phương pháp kết tủa ammonia dưới dạng muối MgNH4PO4.6H2O (struvite, MAP) Kim và các cộng sự (2007) đã chứng minh rằng phương pháp kết tủa struvite là phương pháp tiền xử lý tốt nhất Muối MgNH4PO4.6H2O có độ hòa tan thấp (0,0023g/mL H2O), tốc độ phản ứng để hình thành kết tủa cao và hàm lượng ammonia dư lượng thấp do vậy mà phương pháp kết tủa struvite được xem là phương pháp hiệu quả để loại bỏ ammonia (Li và cộng sự, 1999) Tuy nhiên, phương pháp này đòi hỏi chi phí cao do chi phí về hóa chất cao (đặc biệt là MgCl2) (Ozturk và cộng sự 2003, Calli và cộng sự, 2005; He và cộng sự, 2007) Tuy nhiên, He và cộng sự (2007) cho thấy có thể tiết kiệm 44% chi phí về hóa chất bằng phương pháp phân ly MAP dư thành gốc Mg và PO4 3- Ngoài ra Li và cộng sự (1999) đã cảnh báo, do độ mặn trong nước rỉ rác cao nếu xử lý bằng phương pháp kết tủa sử dụng MgCl2.H2O và NaHPO4.12H2O có thể ảnh hưởng đến VSV trong quá trình xử lý sinh học tiếp theo
Giải pháp khác để loại bỏ ammonia trong nước rỉ rác là trao đổi ion Phương pháp trao đổi ion có tính cạnh tranh hơn các phương pháp khác vì ít bị ảnh hưởng ở nhiệt độ thấp Clinoptilotile là một zeolite tự nhiên có khả năng loại bỏ ammonia rất tốt trong nước và nước thải (Wang và cộng sự, 2006) Zeolite thì có sự chọn lọc cao về khả năng trao đổi ion với NH4 +-N hơn là Mg 2+ và Ca 2+ Bên cạnh đó, sự tồn tại các ion
Na + , Ca 2+ và Mg 2+ trong nước rỉ rác có thể làm giảm khả năng hấp phụ ammonia và tăng thời gian bão hòa Tuy nhiên, nhiều kết quả nghiên cứu đưa ra khoảng 80% ammonia được loại bỏ trong nước rỉ rác bằng việc sử dụng Clinoptilolite để trao đổi ion (Kietlinska và Renman, 2005)
2.3.3 Phương pháp sinh học (a) Quá trình sinh học nitrate hóa- khử nitrate hóa truyền thống
Nitrate hóa lần lượt bao gồm 2 bước, đầu tiên ammonia chuyển thành nitrite, sau đó nitrite được oxy hoá thành nitrate Quá trình diễn ra nhờ vào 2 chủng vi khuẩn tự dưỡng: Vi khuẩn oxy hóa ammonia (AOB) và vi khuẩn oxy hóa nitrite (NOB) Trong bước oxy hoá ammonia, Nitrosomonas là loại được tìm thấy nhiều nhất trong nhóm
AOB và các loại khác bao gồm: Nitrosococcus và Nitrosospira, Nitrosolobus và Nitrosorobrio (Watson và cộng sự, 1981) Trong bước tiếp theo, oxy hoá nitrite thành nitrate, Nitrobacter là loại được tìm thấy nhiều nhất trong nhóm NOB và các loại khác bao gồm: Nitrospina, Nitrococcus và Nitrospira và Nitroeystis (Watson và cộng sự,
1981) Quá trình thông thường được chỉ ra trong các phản ứng năng lượng (phản ứng 2-1 và 2-2):
Bước oxy hóa ammonia (Van de Graaf và cộng sự, 1995):
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 2-4 (Tchobanoglous và cộng sự, 1991):
Lượng hóa chất yêu cầu cho quá trình này có thể được tính toán dựa vào phản ứng 2-
4 Xấp xỉ cần khoảng 4,2 mg O2 để oxy hóa 1mg NH4 +-N oxy hóa thành 1mg NO3 N
Trong quá trình loại bỏ nitơ truyền thống, một lượng độ kiềm lớn được tiêu thụ (8,63 mg HCO3 - hoặc 7,1 mg CaCO3 - trên 1 mg NH4 +-N bị oxy hóa ) (Sedlak, 1991) Các yếu tố ảnh hưởng đến vi khuẩn nitrate hóa là nhiệt độ, pH, DO, NH3 tự do, acid nitrous Nhiệt độ ảnh hưởng lớn đến sự sinh trưởng của vi khuẩn nitrate, nhưng việc định lượng ảnh hưởng của nó thì rất khó khăn Nhiệt độ phù hợp cho vi khuẩn nitrate hóa là khoảng 35 0 C và dao động từ 4-45 0 C (Tchobanoglous và cộng sự, 1991) pH cũng ảnh hưởng lớn đến vi khuẩn này, và pH tốt nhất cho vi khuẩn này hoạt động là 7,5- 8,6 Nồng độ DO nên duy trì lớn hơn 1 mg/L Ngược lại, nồng độ oxy thấp sẽ trở thành chất ức chế và quá trình nitrate hóa sẽ chậm hoặc dừng lại
MÔ HÌNH VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
Mô hình nghiên cứu
Thông số thiết kế mô hình:
- Đường kính trong: 8,8 cm Đường kính ngoài: 9,0 cm
- Chiều cao mô hình: 120 cm, bao gồm chiều cao phần hình trụ 100 cm và chiều cao phần tách khí 20 cm
- Tổng thể tích phản ứng: 8,5 L, bao gồm thể tích phần hình trụ 6 L và thể tích phần tách khí 2,5 L
Hình 3 1: Sơ đồ cấu tạo mô hình thí nghiệm EGSB
Van kiểm tra Đồng hồ đo khí
Hình 3 2 Mô hình EGSB thực tế
Nghiên cứu được thực hiện trên mô hình EGSB, được làm bằng vật liệu mica, gồm 2 phần: phần cột kỵ khí (thể tích 6,0 L) và phần tách khí (thể tích 2,5 L) Cột kỵ khí có chiều cao 120 cm, gồm chiều cao phần hình trụ là 100 cm và chiều cao bộ phận tách khí 20cm Đường kính trong và ngoài cột hình trụ lần lượt là 8,8 cm và 9,0 cm
Tỷ lệ chiều cao/đường kính của mô hình EGSB là 13,6 Trên cột kỵ khí có bố trí 3 van kiểm tra cách nhau 30 cm để lấy mẫu nước thải và bùn khi cần thiết Khí sinh ra được dẫn qua thiết bị thu khí để tính thể tích khí sinh ra mỗi ngày
Bảng 3 1: Thông số thiết kế mô hình
Mô hình EGSB Chiều cao
(cm) Đường kính trong (cm) Thể tích (L)
3.1.2 Thiết bị Để mô hình vận hành theo các yêu cầu nghiên cứu, mô hình cần được trang bị một số thiết bị như bảng 3.2 sau:
Bảng 3 2: Các thiết bị của mô hình EGSB STT Tên thiết bị Số lượng
Nước thải được lấy từ giếng thu gom trong bãi rác Gò Cát, huyện Bình Chánh, Tp Hồ Chính Minh Chúng được chứa trong can nhựa 30 lít và lưu trữ trong kho lạnh phòng thí nghiệm Khoa Môi trường và Tài nguyên – Trường ĐH Bách Khoa TPHCM Do nước được lấy từ giếng thu gom, nên lượng DO trong nước hầu như không có, do đó nồng độ nitơ ammonia biến đổi rất ít sau 2 tuần lưu trữ Chính vì vậy, việc tiền xử lý nước thải là không cần thiết Thành phần nước rỉ rác cũ sử dụng cho quá trình thí nghiệm được trình bày trong Bảng 3.3 Trong nghiên cứu này, nước thải được pha loãng và bổ sung thêm lượng nitrite và một số chất khác thích hợp theo từng tải trọng
Bảng 3 3: Thành phần nước rỉ rác lấy từ bãi rác Gò Cát STT Chỉ tiêu Đơn vị Giá trị trung bình ± STD
10 Độ cứng tổng mg CaCO3//L 1.557 25
(Nguồn: Biếc và cộng sự, 2012)
Bảng 3 4 Bảng hóa chất bổ sung cho quá trình
Thành phần Đơn vị Nồng độ chọn trong nghiên cứu này
NaNO2 mgN/L Tùy thuộc vào nồng độ cần bổ sung
3.1.4 Bùn nuôi cấy ban đầu
Bùn kỵ khí Anammox được sử dụng trong nghiên cứu lấy từ phòng thí nghiệm Khoa Môi trường và Tài nguyên – trường Đại học Bách Khoa Tp Hồ Chí Minh và có nguồn gốc từ trường đại học Kumamoto, Nhật Bản.
Điều kiện vận hành
Nghiên cứu được tiến hành tại phòng Thí nghiệm thuộc khoa Môi trường và Tài nguyên của trường Đại học Bách Khoa TP.HCM
Mô hình được vận hành ở các điều kiện như sau:
- pH được điều chỉnh trong khoảng 6,8 – 7,1 bằng dung dịch NaHCO3 và HCl Muối Na2SO3 được thêm vào nước thải để khử oxy hòa tan và kiểm soát DO ở mức < 0,5 mg/L
- Bổ sung thêm lượng nitrite để tỉ lệ NO2 -:NH4 += 1,32 và một số chất khác thích hợp ở mỗi tải trọng
- Khởi động mô hình ở tải trọng (OLR) 0,5 kgN/m 3 ngày Khi hiệu suất xử lý đạt ổn định, tăng dần tải trọng bằng cách tăng nồng độ NH4 N đầu vào Với các thông số vận hành như sau:
Bảng 3 5: Thông số vận hành của mô hình EGSB OLR
Phương pháp lấy mẫu và phân tích mẫu
Lấy mẫu đầu vào mô hình và đầu ra mô hình sau thời gian lưu nước
Bảng 3 6 Các thông số và phương pháp phân tích
Chỉ tiêu Phương pháp Thiết bị Độ chính xác pH Đo bằng điện cực HANA instrument pH211 ± 0.01
DO Đo bằng điện cực HANA instrument HI
COD Phương pháp đun, chuẩn độ Tủ nung 150 0 C ± 2 mg/L
NH4 +-N Định phân thể tích, chưng cất Giàn chưng cất Gerhardt ± 0.01mg/L
NO2 —N So màu Máy Hach DR/2010 ± 0.01mg/L
NO3 —N Đun cạn và so màu Máy Hach DR/2010 ± 0.01mg/L
TKN Định phân thể tích, chưng cất Giàn chưng cất Gerhardt ± 0.01mg/L
Canxi Method 200.7 Tủ phá mẫu ±0,01 mg/L
Magie Method 200.7 Tủ phá mẫu ±0,01 mg/L
Sắt tổng Method 200.7 Tủ phá mẫu ±0,01 mg/L
3.3.1 Phương pháp xác định sinh khối 3.3.1.1 Xác định hàm lượng MLSS
Chuẩn bị cốc sứ: Rửa sạch cốc sứ và sấy khô trong tủ sấy ở nhiệt độ 103 – 105 o C khoảng 1 giờ Làm nguội cốc sứ trong bình hút ẩm và tiến hành cân cốc sứ Lập lại quy trình sấy khô, làm nguội và cân khối lượng cốc sứ cho đến khi đạt khối lượng không đổi sau 2 lần liên tiếp (chênh lệch 2 lần là 0,5 mg)
Phân tích mẫu: Lấy 25 mL bùn cho vào cốc sứ và sấy khô trong tủ sấy ở nhiệt độ 103 – 105 o C khoảng 24 giờ Làm nguội cốc sứ trong bình hút ẩm và tiến hành cân cốc sứ Cân cốc sứ đến khối lượng không đổi giống như phần chuẩn bị cốc sứ
Hàm lượng MLSS đuợc tính theo công thức:
Trong đó, A: khối lượng cốc sứ + bùn (mg) B: khối lượng cốc sứ ban đầu (mg) Vsample: thể tích mẫu bùn (mL)
3.3.1.2 Xác định hàm lượng MLVSS
Tương tự như phần xác định hàm lượng MLSS, tuy nhiên cốc sứ chứa mẫu sau khi sấy ở nhiệt độ 103 – 105 o C khoảng 24 giờ và xác định khối lượng thì tiếp tục sấy ở nhiệt độ 550 o C khoảng 1 giờ Làm nguội cốc sứ trong bình hút ẩm và tiến hành cân cốc sứ đến khối lượng không đổi
Hàm lượng MLSS đuợc tính theo công thức:
Trong đó, A: khối lượng cốc sứ + bùn trước khi nung ở nhiệt độ 550 o C (mg) B: khối lượng cốc sứ + bùn sau khi nung ở nhiệt độ 550 o C (mg) Vsample: thể tích mẫu bùn (mL)
3.3.2 Phương pháp tính toán và xử lý số liệu 3.3.2.1 Xác định tải trọng
Tải trọng nitơ đầu vào tính theo công thức:
L: Tải trọng nitơ, kgN/m 3 ngày Q: Lưu lượng đầu vào, m 3 /ngày C: Nồng độ nitơ đầu vào, kg/m 3
: Thời gian lưu nước, ngày
3.3.2.2 Xác định tốc độ loại bỏ nitơ
Tốc độ loại bỏ Nitơ được tính theo công thức:
Trong đó, R: Tốc độ loại bỏ Nitơ, kgN/m 3 ngày Cin: Nồng độ Nitơ đầu vào, kg/m 3 Cout: Nồng độ Nitơ đầu ra, kg/m 3
3.3.2.3 Xác định hiệu suất loại bỏ Nitơ
Hiệu suất loại bỏ chất hữu cơ được tính theo công thức: out in 100 in
H: Hiệu suất loại bỏ Nitơ, % Cout: Nồng độ Nitơ đầu vào, mg/L Cin: Nồng độ Nitơ đầu ra, mg/L
3.3.2.4 Xác định khí nitơ sinh ra theo lý thuyết
Khí nitơ sinh lý thuyết được xác định dựa vào phương trình phản ứng (2-13) theo công thức (Phương, 2008):
3.3.2.5 Xác định vận tốc lắng
Lần lượt thả từng hạt bùn vào ống đong thủy tinh có chiều cao mực nước 30cm, Dung đồng hồ bấm giờ đo thời gian hạt lắng đến đáy ống đong Vận tốc lắng được xác định bằng cách lấy chiều cao mực nước (cm) chia cho thời gian lắng của hạt bùn (s)
3.3.2.6 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
SVI: chỉ số bùn lắng, ml/g MLSS: Nồng độ MLSS của bể phản ứng, mg/l
Kết quả phân tích được xử lý theo phương pháp thống kê toán học (phương pháp hàm phân phối chuẩn Student):
- Trị số trung bình X được tính:
- Độ lệch chuẩn S được tính:
Việc tính toán, xử lý số liệu và vẽ biểu đồ dựa trên phần mềm Microsoft Office Excel 2010.
