Luận văn thạc sĩ Công nghệ môi trường: Nghiên cứu xử lý Nitơ trong nước rỉ rác bằng mô hình Snap với giá thể Acrylic Pile Farbics

Mặt khác, do quá trình nitrit hóa và Anammox là các quá trình chuyển hóa sinh học được thực hiện bởi các nhóm vi khuẩn tự dưỡng có các đặc điểm sinh trưởng khác nhau nên vấn đề then chốt

TỔNG QUAN

Tổng quan về nước rỉ rác

2.1.1 Nguồn gốc hình thành nước rỉ rác

Nước rỉ rác là sản phẩm của quá trình phân hủy chất thải bởi quá trình lý, hóa và sinh học diễn tra trong lòng bãi chôn lấp Nước rác là loại nước chứa nhiều chất ô nhiễm hòa tan từ quá trình phân hủy rác và lắng xuống dưới đáy ô chôn lấp [3]

Lượng nước rác được hình thành trong bãi chôn lấp chủ yếu do các quá trình sau:

- Nước thoát ra từ độ ẩm rác - Nước từ phân hủy sinh học các chất hữu cơ

- Nước gia nhập từ bên ngoài vào là nước mưa thấm từ trên xuống qua lớp phủ bề mặt

- Nước ngầm thấm qua đáy/thân ô chôn lấp vào bên trong nơi chứa rác Lượng nước rỉ rác hình thành chủ yếu từ nước mưa (thấm và chảy tràn) chiếm trên 70% và từ độ ẩm của rác chiếm dưới 30%

Lượng nước rỉ rác tại thành phố Hồ Chí Minh vào khoảng 1 – 1,2 triệu m 3 /năm

Các thành phố khác như Hải Phòng, Đà Nẵng, Quảng Ninh có lưu lượng nước rỉ rác bằng 10 – 15% thành phố Hồ Chí Minh [1]

Lượng nước rỉ rác sinh ra phụ thuộc vào:

- Điều kiện tự nhiên khu vực chôn lấp (lượng mưa, bốc hơi, nước ngầm,…) - Độ ẩm chất thải chôn lấp

- Kỹ thuật xử lý đáy bãi chôn lấp và hệ thống kiểm soát nước mặt

2.1.2 Thành phần nước rỉ rác

Theo P Economopoulos, nước rỉ rác có thành phần như bảng 2.1

Bảng 2.1 Thành phần nước rỉ rác theo P.Economopoulos, 1993

Thành phần Đơn vị Nồng độ

P-PO 4 3- mg/L 1 – 50 20 Độ kiềm mgCaCO 3 /L 1000 – 10000 3000 pH 5,3 – 8,3 6,0 Độ cứng mg/L 300 – 10000 3500

Nguồn: Hướng dẫn kỹ thuật kiểm kê nguồn thải của Tổ chức Y tế thế giới, 1993

Thành phần nước rỉ rác phụ thuộc rất lớn vào tuổi ô chôn lấp, đối với bãi mới chôn lấp thì thành phần các chất ô nhiễm trong nước rỉ rác thường cao hơn nhiều so với bãi chôn lấp lâu năm Chirstensen và Mortensen đã tổng kết đặc điểm thành phần nước rác tại bãi chôn lấp theo thời gian vận hành (bảng 2.2)

Bảng 2.2 Các loại hình bãi chôn lấp

Bãi rác mới Bãi rác trung bình Bãi rác lâu năm

Yếu Mạnh Yếu Mạnh Yếu Mạnh Độ dẫn mS/m 500 3000 250 1500

Như vậy, cùng với thời gian thì tỷ số BOD/COD giảm đi và hàm lượng BOD chỉ chiếm khoảng 20% so với COD Tỷ lệ BOD/COD thấp cho thấy nước rỉ rác chứa các hợp chất hữu cơ khó phân hủy sinh học Đáng lưu ý là hàm lượng nitơ cao, trong đó 90% tồn tại dưới dạng NH 3

Thực tế kiểm tra các chỉ tiêu ô nhiễm của nước rỉ rác từ BCL Gò Cát (thuộc loại bãi mới) và BCL Đông Thạnh (bãi rác cũ) của thành phố Hồ Chí Minh được trình bày trong bảng 2.3

Bảng 2.3 Thành phần nước rỉ rác BCL Gò Cát và BCL Đông Thạnh [4]

Thành phần BCL Gò Cát BCL Đông Thạnh pH 4,8 – 6,2 7,8 – 8,4 Độ kiềm, mgCaCO3/l 1200 – 4500 2000 – 8000

Nguồn: Khoa môi trường - Trường Đại học Bách Khoa TP.HCM

Tỉ lệ BOD/COD của BCL Gò Cát cao, do đó có thể áp dụng biện pháp sinh học để xử lý Hàm lượng BOD cao thích hợp cho việc sử dụng kết hợp quá trình kỵ khí và hiếu khí để loại bỏ phần lớn chất hữu cơ dễ phân hủy sinh học Trong khi đó BOD/COD của BCL Đông Thạnh rất thấp (0,15 – 0,25) thể hiện khả năng phân hủy sinh học kém

2.1.3 Ô nhiễm môi trường do nước rỉ rác

Trong điều kiện bình thường, nước rỉ rác thường tích đọng lại ở đáy của bãi rác

Nước sinh ra do độ ẩm cao (60-70%) của rác và do quá trình phân hủy các chất hữu cơ cũng tạo thành H 2 O Trong quá trình thấm qua tầng đất đá, nước rỉ rác với hàm lượng chất hữu cơ cao và có thể chứa các chất độc hại (kim loại nặng) sẽ làm ô nhiễm nguồn nước ngầm Nước rỉ rác là lượng nước thấm qua chất thải và đem theo các chất bẩn hòa tan hoặc lơ lửng Tại hầu hết các bãi rác, lượng nước rỉ rác là lượng sinh ra trong quá trình phân hủy các chất thải đô thị và lượng nước ngầm qua rác từ nhiều nguồn như nước mưa, nước ngầm Do ngấm qua rác, nước rỉ rác chứa rất nhiều chất vô cơ và hữu cơ hoà tan

Thành phần tạp chất trong nước rỉ rác rất đa dạng: Chất hữu cơ không tan, dạng keo có kích thước nhỏ (cỡ 1m – 10 -4 cm) như các mảnh vụn hữu cơ, vi khuẩn (đang sống hoặc đã chết), các chất hữu cơ có phân tử lượng lớn như axit humic, fulvic, lignin từ vài vạn đến vài triệu đơn vị (Dalton) Các chất thải hữu cơ dạng không tan hoặc có phân tử lượng cao sẽ tiếp tục được phân hủy (đặc biệt là xác vi sinh vật) trong môi trường nước tiếp nhận, hoặc gây đục, gây màu hạn chế sự phát triển của các loại thủy thực vật và thủy động vật sống trong nước

Thành phần chất hữu cơ tan trong nước rỉ rác rất phong phú với các tỉ lệ nồng độ rất khác nhau: Các chất hữu cơ khá thông dụng (COD, BOD) lượng lớn với nồng độ từ vài chục tới vài chục ngàn mg/l, đến các chất hữu cơ vi lượng (dưới g/l, phần tỉ) có tác hại rất lớn đến môi trường, đặc biệt đối với các loài thủy sinh như khả năng gây chết, gây đột biến gen, làm rối loạn chức năng tế bào

Ngoài ra, do quá trình sinh hoá xảy ra trong nước rỉ rác chủ yếu là quá trình phân hủy kỵ khí, nên các khí sinh ra có thể bao gồm NH 3 , CO 2 , CO, H 2 S, CH 4 gây mùi hôi khó chịu đến các khu vực lân cận, thậm chí gây ngộ độc

2.1.4 Các chỉ tiêu chính cần được xử lý đối với nước rỉ rác

Hàm lượng chất hữu cơ (biểu diễn bằng chỉ tiêu COD) rất cao, có thể đạt từ vài nghìn đến vài chục nghìn mg/l (cho nước “mới”) hoặc vài trăm tới khoảng 2000 mg/l (cho nước “cũ”) [3]

Nước rỉ rác có màu tối và mùi rác rất đặc trưng dễ gây phản ứng của dân cư xung quanh cần phải được xử lý Để lâu ngày trong một ô chôn lấp có diện tích lớn, lượng khoáng chất có thể tăng rất cao Ví dụ, tại Nam Sơn, Hà Nội (2001) hàm lượng chất khoáng được xác định vào khoảng 8000 – 30000 mg/l tại ô chôn lấp số 3 [3]

Hàm lượng các hợp chất nitơ cao tại các hồ lưu giữ nước rỉ rác, kể cả hệ hồ sinh học Đây là chỉ tiêu khó xử lý, tốn kém, nếu thải sẽ gây phú dưỡng đối với nguồn tiếp nhận Ví dụ, tại Nam Sơn, Hà Nội (2001) tổng nitơ Kjendahl TKN = 250 – 300 mg/l [3]

2.1.5 Các phương pháp xử lý nước rỉ rác [5]

2.1.5.1 Tuần hoàn nước rỉ rác

Nước rỉ rác nguyên chất được bơm tuần hoàn trở lại bãi chôn lấp chất thải rắn để cung cấp thêm độ ẩm cho quá trình phân hủy bên trong bãi chôn lấp, đồng thời các chất hữu cơ, BOD, COD có trong nước rỉ rác sẽ được giữ lại trong bãi chôn lấp để làm chất dinh dưỡng cho vi sinh vật phát triển, góp phần làm sạch nước rỉ rác

2.1.5.2 Ứng dụng các quá trình sinh học để xử lý nước rỉ rác từ bãi chôn lấp chất thải rắn a Xử lý hiếu khí

Các công trình thường sử dụng là bể aeroten, hồ ổn định có sục khí, đĩa lọc sinh học, bể lọc sinh học, cánh đồng tưới tự nhiên,… Tuy nhiên các công trình xử lý thường chiếm diện tích lớn Hơn nữa, nước rỉ rác có hàm lượng ô nhiễm rất cao nên xử lý hiếu khí sẽ rất tốn kém Phương pháp này chỉ thích hợp ở giai đoạn cuối cùng khi nước rỉ rác đã qua các giai đoạn xử lý chính b Xử lý kỵ khí

Tổng quan về phương pháp sinh học xử lý nitơ

Quá trình nitrat hóa có thể xảy ra khi nitơ tồn tại dưới dạng muối ammonium

Quá trình này được thực hiện bởi các vi sinh vật hóa năng tự dưỡng (vi khuẩn nitrat) sử dụng nguồn năng lượng từ phản ứng hoá học để tổng hợp tế bào từ các hợp chất nitơ vô cơ, oxy hóa ammonium thành nitrit thông qua hydroxylamine và nitrit thành nitrat

Tốc độ chuyển đổi từ ammonium thành nitrat phụ thuộc vào hoạt động của các nhóm vi khuẩn có trong bùn hoạt tính hiếu khí [2] Quá trình này là sự chuyển hóa ammonium thành nitrat bởi hoạt động của 2 nhóm vi khuẩn ở hai giai đoạn:

Giai đoạn 1: Các nhóm vi khuẩn Nitrosomonas (N.europasa, N.oligocar bogenes), Nitrosopira, Nitrosococcus, và Nitrosolobus oxy hóa ammonium thành nitrit thông qua hydroxylamin NH 2 OH với xúc tác của enzym AMO theo phương trình phản ứng (2.1) và oxy hóa tiếp theo tạo thành nitrit bởi enzym HAO theo phản ứng (2.2) Đầu tiên Ammonium được thủy phân thành Hydroxylamine bằng enzyme AMO (Ammonium Mono - Oxygenase)

Sau đó Hydroxylamine được oxy hóa thành Nitrite nhờ enzyme HAO (Hydroxylamine Oxidoreductase)

2NH 4 + + O 2 = 2NH 2 OH + 2H + (2.1) NH 4 + + 1,5O 2 = NO 2 - + H 2 O + 2H + + 275KJ (2.2) Hoặc

Hình 2.1 Cơ chế chuyển hóa ammonium ở vi khuẩn Nitrosomonas europaea AMO: Enzym chuyển hóa ammonium thành hydroxylamin

HAO: Enzym chuyển hóa hydroxylamin thành nitrit Giai đoạn 2: Các vi khuẩn Nitrobacter (N.agilis, N.winogradkyi), oxy hóa nitrit vừa tạo ra chuyển thành nitrat theo phản ứng sau:

NO 2 - + 0,5O 2 NO 3 - + 75KJ (2.4) Quá trình oxy hóa ammonium thành nitrit, oxy hóa nitrit thành nitrat là quá trình sinh năng lượng Vi khuẩn dùng năng lượng này để đồng hóa CO 2 cung cấp cho hoạt động sống của chúng Nguồn cacbon cần cho vi khuẩn nitrat là CO 2 , HCO 3 - , CO 3 2- Sự hiện diện của oxy và lượng kiềm để trung hòa ion H + trong quá trình oxy hóa sẽ tạo điều kiện thuận lợi cho quá trình nitrat hóa [2]

Mặc dù là những vi khuẩn hiếu khí bắt buộc, nhưng ái lực đối với oxy của chúng vẫn thấp hơn so với vi khuẩn dị dưỡng hiếu khí; pH tối ưu cho tăng trưởng của Nitrobacter nằm trong khoảng 7,2 – 7,8 Sự tạo axit trong quá trình nitrat hóa có thể làm giảm khả năng đệm của nước thải Mặc dù các vi khuẩn nitrat hóa có rất nhiều trong tự nhiên, song một số loài khác cũng có khả năng nitrat hóa (Athrobacter, nấm sợi Aspergillus) Các vi khuẩn này sử dụng nguồn cacbon hữu cơ và oxy hóa ammonium đến nitrat, nhưng tốc độ chậm hơn nhiều so với các vi khuẩn nitrat hóa tự dưỡng

Vi khuẩn tham gia phản ứng 2.1, 2.2 thường gọi là các vi khuẩn oxy hóa ammonium (Ammonium Oxidizing Bacteria – AOB), chủ yếu gồm chi Nitrosomonas và một số chi khác như Nitrosococcus, Nitrosospiria, Nitrosolobus, Nitrosovibrio, Vi khuẩn tham gia phản ứng oxy hóa nitrit thành nitrat theo phương trình 2.4 chủ yếu là vi khuẩn thuộc chi Nitrobacter, Nitrococcus, Nitrospira (Nitrit Oxydizing Bacteria – NOB) AOB và NOB khác nhau về điều kiện môi trường tăng trưởng, do đó có thể sử dụng sự khác biệt này để chọn lọc vi khuẩn theo ưu thế cạnh tranh Ví dụ, tốc độ sinh trưởng riêng cực đại của AOB nhỏ hơn của NOB ở nhiệt độ thấp, nhưng hệ số nhiệt Van’t Hoff lại lớn hơn, nên ở nhiệt độ trên

28 o C, NOB có ái lực oxy thấp hơn so với các AOB nên khi ở điều kiện oxy hạn chế, thì AOB sẽ chiếm ưu thế hơn NOB [2]

2.2.1.2 Quá trình khử nitrat hóa

Giai đoạn khử nitrat thường đi kèm quá trình đồng hóa nitơ để tế bào tăng trưởng theo phương trình sau [2][1][30]:

NO 3 - + 1,08CH 3 OH + H +  0,065C 5 H 7 NO 2 + O,47N 2 + 0,76CO 2 + 2,44H 2 O (2.5)

Tham gia quá trình khử nitrat là vi khuẩn thuộc các chi Pseudomonas, Achromobacter, Aerobacter, Bacillus,

Theo phương trình 2.5 để thực hiện quá trình khử nitrat thì phản ứng cần được bổ sung cacbon hữu cơ (1g N-NO 3 - cần tiêu tốn 2,47g metanol), do đó giá thành xử lý sẽ tăng cao, nhất là khi nước thải có hàm lượng nitơ cao và nguồn cacbon hữu cơ trong nước thải có nồng độ thấp Ở giai đoạn này, nitrat được khử thành nitrit rồi thành khí nitơ (N 2 ) qua một số sản phẩm trung gian: NO 3 -  NO 2 -  NO  0,5N 2 O  0,5N 2 (2.6)

Chuỗi phản ứng 2.6 xảy ra trong điều kiện thiếu khí, cần sự hiện diện của các hợp chất hữu cơ để cung cấp điện tử Các chất hữu cơ thường được sử dụng là metanol, etanol, acetate, glucose, bổ sung từ ngoài hoặc các chất hữu cơ sẵn có trong nước thải (nguồn cacbon nội)

Hình 2.2 Cơ chế chuyển hóa của vi khuẩn khử nitrat Kết hợp quá trình nitrat hóa – khử nitrat được ứng dụng phổ biến nhất trong các nhà máy xử lý nước thải hiện nay Nó là một quá trình được hiểu biết rõ ràng nhất và được lắp đặt nhiều nhất với sự hoạt động ổn định Nhưng đối với công nghệ này, khi tính toán thiết kế hệ thống xử lý sẽ cho chi phí đầu tư cao do phải tiên tốn năng lượng cung cấp oxy và cần diện tích mặt bằng lớn Do đó, việc tìm một công nghệ

19 mới thích hợp hơn để xử lý nguồn nước thải có nồng độ ammonium cao là vấn đề cần thiết nhằm khắc phục được một phần nhược điểm của quá trình nitrat hóa – khử nitrat

2.2.2 Quá trình Anammox Đối với nhiều loại nước thải có hàm lượng các chất dinh dưỡng (nitơ và photpho) trung bình và cao thì việc xử lý để loại bỏ chúng trước khi xả vào môi trường đang là nhu cầu bức thiết hiện nay Nguy cơ tác động lớn nhất khi xả nước thải giàu nitơ, photpho vào các thủy vực là sẽ gây nên hiện tượng phú dưỡng Hậu quả của phú dưỡng là kích thích sự phát triển mạnh các loài tảo, làm phá vỡ chuỗi thức ăn ổn định của các hệ sinh thái thủy vực, gây ô nhiễm nước và làm bồi cạn các thủy vực

Các hệ thống xử lý nước thải bậc 2 thông thường được thiết kế để loại các chất hữu cơ (đánh giá qua các thông số BOD 5 , COD), thường chỉ loại được một phần nitơ Do vậy, việc loại nitơ phải được tiến hành ở các giai đoạn tiếp theo sau, đó là xử lý bậc cao Công nghệ sinh học truyền thống để xử lý nitơ lâu nay là dựa vào sự kết hợp của 2 quá trình: Nitrat hóa và khử nitrat Do công nghệ xử lý truyền thống này có những hạn chế nhất định nên việc cải tiến công nghệ xử lý nitơ đã được quan tâm vào thập niên cuối của thế kỷ 20

Năm 1995, phản ứng chuyển hóa nitơ mới đã được phát hiện [31] đó là phản ứng oxy hóa ammonium trong điều kiện kỵ khí, trong đó Ammonium được oxy hóa bởi nitrit thành khí N 2 , không cần cung cấp cacbon hữu cơ Sự phát hiện này đã mở ra các hướng phát triển kỹ thuật mới để xử lý nitơ trong nước thải, đặc biệt là các loại nước thải có hàm lượng nitơ cao Trong vòng 2 thập niên qua, đã bùng nổ các nghiên cứu liên quan đến Anammox và ứng dụng của nó Trên bình diện lý thuyết, chu trình nitơ trong tự nhiên đã được bổ sung thêm một mắt xích mới, còn trên bình diện công nghệ, đã có các nhà máy xử lý nitơ bằng quá trình Anammox được xây dựng và vận hành ở Hà Lan, Đức, Áo [20][43]

Hình 2.3 Vòng tuần hoàn nitơ và quá trình Anammox

2.2.2.1 Sự phát hiện phản ứng Anammox

Phản ứng Anammox đã được dự báo từ trước khi phát hiện ra nó Trên cơ sở tính toán nhiệt động học [11][45] đã dự báo về sự tồn tại của các vi khuẩn tự dưỡng có khả năng oxy hóa ammonium bởi nitrat, nitrit:

NH 4 + + NO 2 - → N 2 + NO 3 - + 2H 2 O ∆G 0 = - 357kj/mol (2.7) 5NH 4 + + 3NO 3 - → 4N 2 + 2H 2 O + 2H + ∆G 0 = - 297kj/mol (2.8)

5NH 4 + + 1,5O 2 → NO 2 - + 2H + + 2H 2 O ∆G 0 = - 297kj/mol (2.9) Mãi 17 năm sau, minh chứng đầu tiên về phản ứng Anammox mới được phát hiện ở một bể lắng sau bể khử nitrat trong hệ thống xử lý và bể phân hủy bùn tại

PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

Điều kiện thí nghiệm

Mô hình được đặt tại Phòng thí nghiệm Xử Lý Chất Thải Bậc Cao, Khoa Môi Trường, Trường đại học Bách Khoa Tp Hồ chí Minh Đặc điểm khí hậu ở đây cũng được xem là đặc điểm chung của Tp Hồ Chí Minh

Khoảng thời gian tiến hành thí nghiệm từ tháng 7/2011 đến tháng 7/2012 Nhiệt độ trung bình trong khoảng thời gian trên là từ 26 o C – 32 o C

(Nguồn: Niên giám thống kê 2010 Thành phố Hồ Chí Minh Cục Thống kê Thành phố Hồ Chí Minh) Hình 3.1 Biểu đồ nhiệt độ Thành phố Hồ Chí Minh

Đối tượng nghiên cứu

Mô hình nghiên cứu SNAP sử dụng nước thải nhân tạo mô phỏng theo tính chất của nước rỉ rác đã qua xử lý hàm lượng chất hữu cơ (BOD5, COD) nhưng có nồng độ nitơ ammonium cao (Bảng 3.1)

Bảng 3.1 Tính chất nước thải nhân tạo [33]

Thành phần Đơn vị Giá trị

(tăng theo tải trọng vận hành)

Mô hình nghiên cứu

Sơ đồ nguyên lý hoạt động của mô hình nghiên cứu được thể hiện trong hình 3.2

Thông số kỹ thuật các thiết bị của mô hình nghiên cứu được trình bày trong Phụ lục III

Hình 3.2 Sơ đồ nguyên lý mô hình thực nghiệm SNAP

1 Bể chứa nước thải đầu vào 2 Bể chứa dung dịch NaHCO 3 3 Bơm định lượng nước thải đầu vào 4 Bơm định lượng NaHCO 3

5 pH controller 6 Máy thổi khí

7 Van điều chỉnh lưu lượng khí 8 Bể phản ứng SNAP 9 Giá thể Acrylic Pile Fabrics

3.3.1.1 Quy trình hoạt động của mô hình

Nước thải nhân tạo trong thùng chứa 1 được bơm định lượng (3) bơm trực tiếp vào bể phản ứng (8) Trong bể phản ứng SNAP (8) có chứa giá thể sinh học Acrylic Pile Fabrics (9) được cố định bằng khung thép

Máy thổi khí (6) cung cấp khí oxy cho bể từ dưới đáy bể lên phía trên, quá trình di chuyển đi lên của các bọt khí giúp hình thành dòng chuyển động không ngừng của khối chất lỏng trong bể và khuếch tán đều các thành phần tại các vị trí trong bể

Lượng khí do máy thổi khí (6) cung cấp cho bể được điều chỉnh bằng van điều chỉnh lưu lượng khí (7) pH trong bể được giám sát trực tiếp liên tục 24/24 thông qua thiết bị pH controller (5), khi pH trong bể giảm xuống (nhỏ hơn giá trị pH kiểm soát), pH controller sẽ phát tín hiệu cho bơm định lượng hóa chất (4) bơm dung dịch NaHCO 3 trong bể (2) vào trong bể phản ứng (8) để đưa giá trị pH về giá trị kiểm soát

3.3.1.2 Điều kiện vận hành mô hình

Mô hình hoạt động được đặt trong điều kiện phòng thí nghiệm, tránh sự tiếp xúc trực tiếp ánh nắng mặt trời gây ra hiện tượng phú dưỡng hóa tại cột xử lý do nước thải có nồng độ ammonium cao

Nhiệt độ trong bể phản ứng không kiểm soát và chịu ảnh hưởng trực tiếp của nhiệt độ môi trường xung quanh Nhiệt độ trong bể giao động trong khoảng 26 o C – 32 o C theo điều kiện nhiệt độ trung bình của khí hậu Tp.HCM

Hình 3.3 Mô hình SNAP thực tế ban đầu

Hình 3.4 Mô hình SNAP sau khi chạy nước thải

3.3.2 Chi tiết cấu tạo mô hình

Bảng 3.2 Chi tiết kích thước mô hình thực nghiệm

Vật liệu cấu tạo bể

Thể tích (lít) Đường kính (cm)

1 Bể chứa nước thải đầu vào Nhựa PE 100 - -

2 Bể phản ứng SNAP Nhựa

4 Bể chứa nước sau xử lý Nhựa PE 50 - -

3.3.3 Giá thể sinh học dùng trong mô hình nghiên cứu Đặc tính của vật liệu làm giá thể dính bám cho nhóm vi khuẩn SNAP được trình bày trong bảng sau:

Bảng 3.3 Các thông số kỹ thuật của giá thể Acrylic Pile Fabrics

(NET Co Ltd., Nhật Bản)

STT Thông số kỹ thuật Giá trị

2 Chiều dài mỗi sợi tơ 30 mm

3 Số lượng sợi đặc biệt 36 sợi/cm 3

Hình 3.5 Cấu trúc giá thể Arcylic Pile Fabrics Mô hình SNAP sử dụng giá thể sinh học Acrylic Pile Fabrics với 2 lớp vật liệu tạo thành 2 mặt tiếp xúc trong cột xử lý

Kích thước 1 mặt tiếp xúc của giá thể Acrylic Pile Fabrics: Dài x Rộng = 320cm x 7,5cm

Tổng diện tích bề mặt hữu dụng của 2 lớp giá thể: 480cm 2

Tổng khối lượng 2 lớp giá thể: 21,08g Tỷ lệ khối lượng giá thể : thể tích bể = 5,7 g/l Tỷ lệ diện tích bề mặt giá thể : thể tích bể = 12,973 m 2 /m 3

Hình 3.6 Giá đỡ vật liệu dính bám

Bùn hoạt tính sử dụng trong mô hình có nguồn gốc từ bể sinh học SBR của HTXLNT khu công nghiệp Tân Bình, Tp Hồ Chí Minh

Bùn Anammox, chủng vi khuẩn này có tên khoa học là Unculture planctommeycetes KSU - 1 (AB057453), được lấy từ phòng thí nghiệm của GS

Kenji Furukawa – Trường Đại Học Kumamoto – Nhật Bản [18]

Hình 3.7 Bùn Anammox (a) và bùn hoạt tính (b) sử dụng Hai loại bùn này được cấy vào bể phản ứng thành hỗn hợp bùn SNAP có hàm lượng 1,5 g/l (tính theo MLSS) với tỉ lệ 6/4 tương ứng với 0,9 g/l bùn Anammox và 0,6 g/l bùn hoạt tính.

Phương pháp nghiên cứu

Mẫu được lấy định kỳ 5 ngày/1 tuần vào mỗi buổi sáng trong suốt quá trình vận hành Các mẫu được phân tích ngay sau khi lấy mẫu

Các chỉ tiêu cần phân tích được tiến hành tại phòng thí nghiệm Khoa Môi Trường – Trường Đại Học Bách Khoa Tp.HCM

3.4.2 Thiết bị và phương pháp phân tích

Bảng 3.4 Thiết bị và phương pháp phân tích

STT Thông số Thiết bị phân tích Phương pháp phân tích

1 pH pH controller BL 931700, Hanna,

Máy đo cầm tay Oxi 3210 Set với đầu dò DurOx 325-3, Global Water,

3 N-NH 4 + Dàn chưng cất Chưng cất và chuẩn độ

4 N-NO 2 - Máy quang phổ DR 5000™ UV-Vis

Spectrophotometer, Hach, Mỹ Đo màu

Cột Cadmium; máy quang phổ DR 5000™ UV-Vis Spectrophotometer,

Khử Cd kết hợp đo màu

6 TN Bếp nung, bộ chưng cất Kjeldahl Hợp kim Devarda, chưng cất và chuẩn độ

7 MLSS Tủ sấy, cân phân tích Mettler Toledo

8 MLVSS Tủ sấy, bếp nung 550 o C, cân Khối lượng

Các thông số được quan tâm phân tích trong thí nghiệm này bao gồm: pH, DO, nhiệt độ, các chỉ tiêu nitơ như nitrat (N-NO3 -

NH 4 + ), nitơ tổng (TN) pH: Kiểm soát bằng thiết bị đo trực tuyến

DO, nhiệt độ: Dùng thiết bị đo DO cầm tay

Nitrat (N-NO 3 - ): Xác định bằng phương pháp so màu kết hợp cột khử Cd (4500-

NO 3 - -B Cadmium Reduction Method, Standard Methoods for the Exammination of Water and Wasterwater) Dựa trên nguyên lý NO 3 - bị khử thành NO 2 - với sự có mặt của Cd Các hạt Cd được xử lý với dung dịch CuSO 4 , sau đó được nạp vào cột thủy tinh Phản ứng được tiến hành ở pH = 6 – 8 Bản chất của phương pháp này là sử dụng thuốc thử Griss gồm axit sunfanilic và apha-naphtylamin để tạo sản phẩm màu azo với ion nitrit, đo hỗn hợp màu này ở bước sóng  = 543 nm

Nitrit (N-NO 2 - ): Xác định bằng phương pháp so màu (4500-NO 2 - -B Colorimetric Method, Standard Methoods for the Exammination of Water and Wasterwater), dựa vào nguyên lý tại pH = 2 - 2,5 thì nitrit tác dụng với acid sulnanilic và naphthylamine tạo thành acid azobenjol naphthylamine sulfonic có màu đỏ tía và đo ở bước sóng  = 543 nm

Nitơ ammonium (N-NH 4 + ) được xác định bằng phương pháp chưng cất và chuẩn độ

Nitơ tổng (TN) được xác định bằng phương pháp vô cơ hóa xúc tác sau khi khử bằng hợp kim Devarda theo TCVN 6638 – 2000

Sinh khối được khảo sát qua các thông số MLSS, MLVSS, SVI và quan sát hình thái bùn

Hàm lượng chất rắn lơ lửng trong hỗn hợp bùn lỏng (Mixed Liquor Suspended

Solids - MLSS): là nồng độ chất rắn trong bùn lỏng MLSS được xác định là lượng chất rắn có trong 1 lít thể tích hỗn hợp bùn lỏng MLSS bao gồm cả phần hữu cơ và phần vô cơ

Hàm lượng rắn lơ lửng dễ bay hơi trong hỗn hợp bùn lỏng (MLVSS): là hàm lượng các chất hữu cơ bay hơi có trong bể xử lý (hay còn gọi là nồng độ vi sinh vật trong bùn hoạt tính) MLVSS được xác định bằng cách lấy MLSS cho vào tủ sấy ở nhiệt độ 550 o C đến khối lượng không đổi ta thu được độ tro của cặn Lấy MLSS trừ đi độ tro này ta được MLVSS

Hình 3.8 Sơ đồ quy trình xác định MLSS và MLVSS Khảo sát hình thái bùn: Hạt bùn được quan sát trên tiêu bản và chụp bằng kính hiển vi Olympus CH30, Japan

3.4.3 Phương pháp xử lý số liệu

Tổng số mẫu sử dụng trong xử lý số liệu là 90 mẫu, tương ứng với 5 tải trọng nghiên cứu

Việc tính toán và xử lý số liệu được thực hiện trên phần mềm MS Excel 2007.

Nội dung thí nghiệm

Quá trình nghiên cứu trải qua 2 giai đoạn: Giai đoạn khởi động (Start-up) và giai đoạn khảo sát chính

3.5.1 Giai đoạn khởi động mô hình

Thời gian vận hành thí nghiệm giai đoạn khởi động khoảng 45 ngày với lưu lượng 8,9 l/ngày tương ứng với thời gian lưu nước HRT = 10h; pH = 7,5 – 8,0; DO

= 0,5 – 2,5 mg/l Sau giai đoạn khởi động, thí nghiệm tiếp tục được tiến hành để kiểm tra ảnh hưởng của từng tải trọng nitơ đối với hiệu quả của quá trình SNAP

Quá trình chạy khởi động sẽ kết thúc khi hiệu suất xử lý nitơ ổn định

3.5.2 Giai đoạn khảo sát chính

Các thông số vận hành trong giai đoạn khảo sát chính:

HRT = 10h – 12h pH = 7,5 – 8,0 DO = 0,5 – 2,5 mg/l Khảo sát chính gồm 5 trường hợp tương ứng với 5 tải trọng nitơ đầu vào tăng dần

Bảng 3.5 Các tải trọng nghiên cứu

Nồng độ (mg N-NH 4 /l) HRT

Mỗi tải trọng chạy trung bình khoảng 45 ngày, mẫu được lấy kiểm tra trên từng tải trọng.

KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN

Giai đoạn khởi động mô hình

Thời gian vận hành giai đoạn khởi động (Start-up) khoảng 45 ngày với các thông số vận hành:

Nồng độ N-NH 4 khoảng 40 mgN-NH 4 /l Lưu lượng 8,9 l/ngày

Thời gian lưu HTR = 10h pH = 7,5 – 8,0

DO = 0,5 – 2,5 mg/l Mục đích vận hành trong giai đoạn này là tạo điều kiện cho vi sinh vật bám lên giá thể, tăng trưởng phát triển, thích nghi với môi trường nước thải nhân tạo và các thông số vận hành

Giai đoạn khởi động kết thúc khi hiệu suất xử lý nitơ bắt đầu ổn định (khoảng 80%), sau đó tiến hành kiểm tra ảnh hưởng của mỗi tải trọng nitơ đến hiệu suất xử lý của quá trình SNAP

20 ngày 45 ngày Hình 4.1 Sự dính bám của sinh khối SNAP (bùn Anammox, bùn hoạt tính) lên giá thể ở giai đoạn khởi động

Giai đoạn khảo sát chính

Sự thay đổi giá trị các thông số vận hành: pH, DO, nhiệt độ trong bể phản ứng SNAP qua các tải trọng nghiên cứu theo thời gian được thể hiện trong hình 4.2

Hình 4.2 Giá trị các thông số vận hành trong bể phản ứng SNAP qua các tải trọng Giá trị trung bình các thông số vận hành qua các tải trọng nghiên cứu được thể hiện trong bảng 4.1

Bảng 4.1 Giá trị trung bình các thông số vận hành trong bể phản ứng SNAP qua các tải trọng

Thông số pH DO (mgO 2 /l) Nhiệt độ ( o C)

4.2.1.1 Nồng độ oxy hòa tan - DO

Giá trị DO được kiểm soát từ 0,5 – 2,5 mgO 2 /l và được thay đổi cho phù hợp với sự thay đổi nồng độ nitơ ammonium đầu vào và hiệu suất xử lý của quá trình SNAP ở mỗi tải trọng khác nhau Đồ thị hình 4.3 biểu diễn nồng độ DO trung bình trong bể phản ứng SNAP qua các tải trọng nghiên cứu theo thời gian

Hình 4.3 Nồng độ DO trung bình trong bể phản ứng SNAP qua các tải trọng nghiên cứu Trạng thái ổn định cho 1 trường hợp nghiên cứu thông thường lớn hơn 5 lần thời gian lưu nước (Vaiopoulou và cộng sự, 2003), do đó thời gian thích nghi cho việc thay đổi nồng độ ban đầu ở mỗi tải trọng khác nhau được chọn từ 5 ngày, trong thời gian này ta có thể kiểm tra hiệu suất ban đầu để từ đó có thể đánh giá và điều chỉnh mức DO sao cho phù hợp với từng tải trọng nghiên cứu, làm tăng hiệu suất xử lý ở từng giai đoạn, tuy nhiên vẫn khống chế giá trị DO sao cho hàm lượng oxy hòa tan vẫn giữ ở mức phù hợp với hoạt động bình thường của hệ vi sinh vật trong bể (khoảng từ 0,5 – 2,5 mgO 2 /l [33])

Từ đồ thị hình 4.2, hình 4.3 ta thấy được giá trị DO được điều chỉnh tăng theo tải trọng nitơ Điều này được giải thích dựa vào sự phát triển sinh khối SNAP theo thời

55 gian nghiên cứu Càng về các tải trọng sau, lượng sinh khối càng tạo ra nhiều, ổn định hơn về khả năng thích nghi và chuyển hóa nitơ trong nước thải Sự phát triển của sinh khối oxy hóa N-NH4 + thành N-NO 2 - (AOB) dẫn đến nhu cầu oxy của chúng cho việc chuyển hóa càng tăng, nhưng vẫn phải điều chỉnh lượng DO trong bể trong khoảng giá trị thiết lập

Cụ thể, ở mức tải trọng nitơ 0,2 kg-N/m 3 /ngày, giá trị DO được điều chỉnh và giữ trong khoảng từ 1 – 1,4 mgO 2 /l Tương tự giá trị DO cho các tải trọng nitơ 0,4 kg- N/m 3 /ngày; 0,6 kg-N/m 3 /ngày; 0,8 kg-N/m 3 /ngày lần lượt là khoảng 1,3 – 1,7 mgO 2 /l; 1,7 – 2,0 mgO 2 /l; 1,8 – 2,1 mgO 2 /l Ở tải trọng nitơ 1 kg-N/m 3 /ngày, khoảng DO được điều chỉnh kiểm soát ở mức cao nhất trong nghiên cứu từ 2,0 – 2,4 mgO 2 /l

4.2.1.2 Giá trị nhiệt độ Đồ thị hình 4.4 biểu diễn nhiệt độ trung bình trong bể phản ứng SNAP qua các tải trọng khác nhau theo thời gian

Hình 4.4 Nhiệt độ trung bình trong bể phản ứng SNAP qua các tải trọng nghiên cứu

Nhiệt độ trong bể phản ứng SNAP không được kiểm soát và chịu ảnh hưởng của nhiệt độ môi trường xung quanh Nhiệt độ nơi đặt mô hình thí nghiệm dao động trong khoảng từ 29 o C – 34 o C Đồ thị hình 4.2, 4.4 cho thấy nhiệt độ đo được trong bể trong suốt quá trình vận hành có độ biến động trung bình và thay đổi theo giá trị nhiệt độ môi trường theo thời gian Biên độ dao động trong khoảng khoảng từ 26 o C – 32 o C Trong đó, nhiệt độ trung bình trong suốt quá trình vận hành khoảng 29 o C, cao nhất là 31,7 o C và thấp nhất là 26,6 o C Đặc biệt, ở tải trọng nitơ 0,4 kg-N/m 3 /ngày, trong khoảng từ ngày 68 đến ngày 106, do ảnh hưởng thời tiết lạnh của tháng 12 (thời tiết cận tết) nên nhiệt độ trong bể dao động ở mức thấp khoảng từ 26 o C – 30 o C, nhiệt độ trung bình đạt 28,27 o C

Nhiệt độ trung bình cao nhất trong 5 tải trọng vận hành là 30,83 o C, ở tải trọng 0,8 kg-N/m 3 /ngày, tương ứng với khoảng thời gian từ tháng 4-5, với điều kiện nhiệt độ môi trường tăng cao nên nhiệt độ trong bể cũng bị ảnh hưởng theo Nhiệt độ trong bể dao động trong khoảng từ 29 o C -32 o C, đây là khoảng nhiệt độ thích hợp cho nhóm vi khuẩn AOB phát triển tốt [32][21]

4.2.1.3 Giá trị pH Đồ thị hình 4.5 biển diễn pH trung bình trong bể phản ứng SNAP qua các tải trọng khác nhau theo thời gian

Hình 4.5 Giá trị pH trung bình trong bể phản ứng SNAP qua các tải trọng nghiên cứu Giá trị pH được kiểm soát trong quá trình nghiên cứu bằng thiết bị đo pH controller, pH được kiểm soát trong khoảng 7,5 – 8,0 [33] Khoảng giá trị này được điều chỉnh cho phù hợp với từng tải trọng nghiên cứu Đồ thị hình 4.2, 4.5 cho thấy giá trị pH trong bể phản ứng ở 2 tải trọng nitơ đầu là 0,2 kg-N/m 3 /ngày; 0,4 kg-N/m 3 /ngày dao động trong khoảng 7,7 – 8,0 Giá trị pH trung bình ở hai tải trọng này chênh lệch rất nhỏ (khoảng 0,05) so với pH thiết lập

(pH thiết lập = 7,8) Đến 3 tải trọng nitơ sau là 0,6 kg-N/m 3 /ngày; 0,8 kg-N/m 3 /ngày; 1 kg-N/m 3 /ngày, giá trị pH dao động trong khoảng 7,5 – 7,8 Và pH trung bình trong 3 tải trọng nitơ này cũng lệch rất ít (khoảng 0,05) so với pH thiết lập (pHthiết lập = 7,6) Khoảng giá trị pH ở 3 tải trọng sau được điều chỉnh giảm xuống so với hai tải trọng đầu nhằm làm giảm một phần nhỏ sự ảnh hưởng của NH 3 tự do (Free Ammonia - FA) đến quá trình sinh trưởng và phát triển của nhóm vi khuẩn nitrit hóa (AOB)

4.2.1.4 Quan hệ giữa pH, nhiệt độ, TAN và FA (free ammonia) qua các tải trọng nghiên cứu

Như đã trình bày ở chương 2, nồng độ FA được tính theo công thức:

FA – NH 3 tự do (mg-NH 3 /L) = * TAN (mg-N/L) * [9]

Trong đó: pH và T ( o C) là các giá trị trong bể phản ứng Đồ thị hình 4.6 biểu diễn nồng độ amoni tự do (FA) trong bể phản ứng qua từng tải trọng theo thời gian

Hình 4.6 Tương quan giữa pH, nhiệt độ và FA trong bể SNAP qua các tải trọng nghiên cứu Giá trị trung bình tính toán nồng độ FA (amoni tự do) trong bể phản ứng SNAP được thể hiện trong bảng 4.2 và đồ thị hình 4.7

Bảng 4.2 Giá trị trung bình FA và các thông số vận hành trong bể phản ứng SNAP qua các tải trọng

Thông số pH Nhiệt độ

Khi giá trị nhiệt độ không được kiểm soát thì giá trị pH là yếu tố chính để điều chỉnh FA Do đó, ở những tải trọng sau, khi tải trọng nitơ tăng lên, tức là giá trị

TAN (tổng nitơ ammonium) tăng, giá trị pH được điều chỉnh giảm xuống trong khoảng từ 7,5 – 7,8 nhằm làm giảm một lượng FA tạo ra ảnh hưởng đến quá trình chuyển hóa N-NH4 + thành N-NO 2 - [9] Tuy nhiên, giá trị pH trong suốt quá trình vẫn nằm trong khoảng được thiết lập từ 7,5 – 8,0 nhằm đảm bảo tính ổn định cho sự sinh trưởng và phát triển của quần thể vi sinh vật trong quá trình SNAP đó là nhóm vi khuẩn Anammox và AOB [33] Đây là khoảng pH thích hợp cho sự phát triển song song của hai nhóm vi sinh này trong quá trình SNAP