BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO VIỆN HÀN LÂM KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ VIỆT NAM HỌC VIỆN KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ - DƯƠNG VĂN NAM NGHIÊN CỨU XỬ LÝ NƯỚC THẢI CHẾ BIẾN CAO SU BẰNG PHƯƠNG PHÁP HÓA LÝ – SINH HỌC KẾT HỢP LUẬN ÁN TIẾN SỸ KỸ THUẬT MÔI TRƯỜNG HÀ NỘI – 2019 BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO VIỆN HÀN LÂM KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ VIỆT NAM HỌC VIỆN KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ - DƯƠNG VĂN NAM NGHIÊN CỨU XỬ LÝ NƯỚC THẢI CHẾ BIẾN CAO SU BẰNG PHƯƠNG PHÁP HÓA LÝ – SINH HỌC KẾT HỢP Chuyên ngành: Kỹ thuật môi trường Mã số: 52 03 20 LUẬN ÁN TIẾN SỸ KỸ THUẬT MÔI TRƯỜNG NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC: TS Phan Đỗ Hùng PGS TS Nguyễn Hoài Châu HÀ NỘI – 2019 i LỜI CAM ĐOAN Tôi xin cam đoan đề tài luận án “Nghiên cứu xử lý nước thải chế biến cao su phương pháp hóa lý – sinh học kết hợp” thực với hướng dẫn khoa học TS Phan Đỗ Hùng PGS TS Nguyễn Hoài Châu Những kết nghiên cứu luận án trung thực, xác Một phần kết công bố tạp chí chuyên ngành đồng ý sử dụng số liệu đồng tác giả Tôi xin chịu trách nhiệm nghiên cứu Hà Nội, ngày 24 tháng năm 2019 Nghiên cứu sinh Dương Văn Nam ii LỜI CẢM ƠN Tôi xin chân thành cảm ơn TS Phan Đỗ Hùng PGS TS Nguyễn Hồi Châu tận tình hướng dẫn, giúp đỡ, động viên suốt thời gian thực luận án Xin chân thành cảm ơn tập thể: Học viện Khoa học Công nghệ (GUST), Viện Công nghệ môi trường (IET), Viện Khoa học vật liệu (IMS) – Viện Hàn lâm Khoa học Công nghệ Việt Nam (VAST), Khoa Cơng nghệ mơi trường – GUST, Phòng Cơng nghệ xử lý nước – IET, Nhà máy chế biến cao su Hà Tĩnh – Công ty TNHH MTV Cao su Hà Tĩnh, hỗ trợ tạo điều kiện thuận lợi cho tơi suốt q trình thực luận án Cuối cùng, xin gửi lời cảm ơn chân thành tới gia đình, người thân, đồng nghiệp bạn bè quan tâm, động viên ủng hộ cho tơi hồn thành luận án Nghiên cứu sinh Dương Văn Nam iii MỤC LỤC MỤC LỤC i DANH MỤC CÁC TỪ VIẾT TẮT vii DANH MỤC BẢNG ix DANH MỤC HÌNH x MỞ ĐẦU CHƯƠNG TỔNG QUAN .4 1.1 Tổng quan ngành công nghiệp chế biến cao su thiên nhiên (CSTN) 1.1.1 Hiện trạng phát triển ngành CSTN Việt Nam 1.1.2 Thành phần tính chất mủ CSTN 1.1.3 Công nghệ chế biến mủ CSTN 1.2 Đặc trưng nước thải chế biến CSTN 1.2.1 Nguồn gốc lượng phát sinh nước thải 1.2.2 Đặc trưng nước thải 1.2.3 Đặc trưng nước thải nhà máy chế biến cao su Hà Tĩnh 1.3 Tình hình nghiên cứu xử lý nước thải chế biến CSTN 10 1.3.1 Ngoài nước .10 1.3.2 Trong nước .11 1.4 Một số phương pháp xử lý nước thải liên quan đến đề tài luận án 17 1.4.1 Phương pháp sinh học kỵ khí 17 1.4.1.1 Q trình phân hủy kỵ khí 17 1.4.1.2 Tình hình nghiên cứu, ứng dụng cơng nghệ EGSB 23 1.4.2 Phương pháp kết tủa Magie Amoni Photphat (MAP) 26 1.4.2.1 Giới thiệu chung amoni photphat .26 1.4.2.2 Tình hình nghiên cứu thu hồi amoni photphat kết tủa MAP 31 1.4.3 Phương pháp sinh học hiếu khí, thiếu khí 34 1.4.3.1 Quá trình phân hủy hiếu khí, thiếu khí .34 1.4.3.2 Tình hình nghiên cứu, ứng dụng SBR 40 1.5 Những tồn xử lý nước thải chế biến CSTN Việt Nam 46 1.5.1 Những tồn XLNT nhà máy chế biến CSTN Việt Nam 46 iv 1.5.2 Những tồn nghiên cứu xử lý nước thải chế biến CSTN Việt Nam 46 1.6 Định hướng nghiên cứu 47 CHƯƠNG XỬ LÝ CHẤT HỮU CƠ VÀ THU HỒI NĂNG LƯỢNG BẰNG THIẾT BỊ EGSB .48 Mở đầu 48 2.1 Vật liệu phương pháp nghiên cứu 49 2.1.1 Vật liệu, hóa chất thiết bị nghiên cứu 49 2.1.1.1 Nước thải 49 2.1.1.2 Bùn giống .50 2.1.1.3 Hóa chất 50 2.1.1.4 Thiết bị thí nghiệm 51 2.1.2 Phương pháp nghiên cứu .51 2.1.2.1 Phương pháp thực nghiệm 51 2.1.2.2 Phương pháp phân tích 54 2.2 Kết thảo luận 55 2.2.1 Giai đoạn khởi động 55 2.2.1.1 Sự thay đổi pH giai đoạn khởi động 55 2.2.1.2 Sự phát triển bùn hạt 57 2.2.1.3 Sự thay đổi COD giai đoạn khởi động .60 2.2.2 Giai đoạn vận hành ổn định 64 2.2.2.1 Sự thay đổi pH giai đoạn vận hành ổn định .64 2.2.2.2 Hiệu xử lý COD giai đoạn vận hành ổn định 64 2.2.2.3 Sự thay đổi nồng độ N–amoni 69 2.2.2.4 Hiệu sinh khí biogas .70 Kết luận chương 2: 74 CHƯƠNG XỬ LÝ THU HỒI CHẤT DINH DƯỠNG BẰNG PHƯƠNG PHÁP KẾT TỦA MAP 75 Mở đầu 75 3.1 Vật liệu phương pháp nghiên cứu 77 3.1.1 Vật liệu, hóa chất thiết bị nghiên cứu 77 v 3.1.1.1 Nước thải 77 3.1.1.2 Hóa chất 77 3.1.1.3 Thiết bị thí nghiệm 77 3.1.2 Phương pháp nghiên cứu .78 3.1.2.1 Phương pháp thực nghiệm 78 3.1.2.2 Phương pháp phân tích 78 3.2 Kết thảo luận 79 3.2.1 Thu hồi MAP không bổ sung magie photphat 79 3.2.1.1 Ảnh hưởng pH 79 3.2.1.2 Ảnh hưởng thời gian phản ứng 83 3.2.2 Thu hồi MAP có bổ sung magie 84 3.2.3 Thu hồi MAP có bổ sung đồng thời magie photphat .87 3.2.3.1 Hiệu thu hồi MAP 87 3.2.3.2 Đánh giá sản phẩm MAP thu 91 Kết luận chương 3: 96 CHƯƠNG XỬ LÝ ĐỒNG THỜI CHẤT HỮU CƠ VÀ NITƠ BẰNG THIẾT BỊ SBR CẢI TIẾN 97 Mở đầu 97 4.1 Vật liệu phương pháp nghiên cứu 98 4.1.1 Vật liệu, hóa chất thiết bị nghiên cứu 98 4.1.1.1 Nước thải 98 4.1.1.2 Bùn giống .98 4.1.1.3 Hóa chất 98 4.1.1.4 Thiết bị thí nghiệm 98 4.1.2 Phương pháp nghiên cứu .100 4.1.2.1 Phương pháp thực nghiệm 100 4.1.2.2 Phương pháp phân tích 102 4.2 Kết thảo luận 103 4.2.1 Sự thay đổi DO chu trình xử lý 103 4.2.2 Ảnh hưởng tải trọng COD, nitơ 104 4.2.2.1 Ảnh hưởng tải trọng COD đến hiệu suất xử lý COD .104 vi 4.2.2.2 Ảnh hưởng tải trọng N–amoni đến hiệu suất xử lý N–amoni 105 4.2.2.3 Ảnh hưởng tải trọng TN đến hiệu suất xử lý TN 108 4.2.3 Ảnh hưởng tỷ lệ COD/TN 110 4.2.3.1 Ảnh hưởng tỷ lệ COD/TN đến hiệu suất xử lý COD .110 4.2.3.2 Ảnh hưởng tỷ lệ COD/TN đến hiệu suất xử lý N–amoni 110 4.2.3.3 Ảnh hưởng tỷ lệ COD/TN đến hiệu suất xử lý TN 111 Kết luận chương 4: 116 CHƯƠNG ĐỀ XUẤT CÔNG NGHỆ XỬ LÝ NƯỚC THẢI CHẾ BIẾN CAO SU THIÊN NHIÊN 117 5.1 Sơ đồ công nghệ đề xuất 117 5.2 Tính tốn cân vật chất hệ thống 118 KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ 121 DANH MỤC CÁC CƠNG TRÌNH ĐÃ CƠNG BỐ 123 TÀI LIỆU THAM KHẢO 124 PHỤ LỤC - - vii DANH MỤC CÁC TỪ VIẾT TẮT AF Thiết bị lọc kỵ khí (Anaerobic Filter) ASBR Thiết bị phản ứng thiếu khí mẻ luân phiên (Anoxic Sequencing Batch Reactor) BOD Nhu cầu oxy sinh hóa (Biological Oxygen Demand) BR Thiết bị xử lý dạng vách ngăn (Baffled Reactor) BTNMT Bộ Tài nguyên Môi trường CL Cao su cô đặc (Concentrated Latex) COD Nhu cầu oxy hóa học (Chemical Oxygen Demand) CSTN Cao su thiên nhiên DHS Giá thể mút xốp treo dòng chảy xi (Downflow Hanging Sponge) DO Oxy hòa tan (Dissolved oxygen) DRC Hàm lượng cao su khô (Dry Rubber Content) EDX Phổ tán sắc lượng tia X (Energy-Dispersive X-Ray Spectroscopy) EGSB Đệm bùn hạt mở rộng (Expanded Granular Sludge Bed) FBR Thiết bị phản ứng tầng đệm bùn lỏng giả (Fluidized Bed Reactor) FOG Chất béo, dầu mỡ (Fats, Oil, Grease) HRT Thời gian lưu nước (Hydraulic Retention Time) IC Tuần hoàn nội (Internal Circulation) MAP Magie Amoni Photphat MBBR Thiết bị với giá thể vi sinh chuyển động (Moving Bed Biofilm Reactor) MBR Thiết bị sinh học – màng (Membrane Bioreactor) MLSS Nồng độ sinh khối lơ lửng (Mixed Liquor Suspended Solid) MLVSS Nồng độ sinh khối lơ lửng bay (Mixed Liquor Volatile Suspended Solid) OLR Tải trọng hữu (Organic Loading Rate) PAOs Vi sinh vật tích tụ polyphotphat (Polyphosphate-Accumulating Organism) QCVN Quy chuẩn Việt Nam viii RSS Cao su tờ xơng khói (Ribbed Smoked Sheets) SBAR Thiết bị phản ứng khí nâng mẻ luân phiên (Sequencing Batch Airlift Reactor) SBR Thiết bị phản ứng theo mẻ luân phiên (Sequencing Batch Reactor) SEM Kính hiển vi điện tử quét (Scanning Electron Microscope) SMEWW Các phương pháp chuẩn phân tích nước nước thải (Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater) SS Chất rắn lơ lửng (Suspended Solid) STF Thiết bị lọc sinh học nhỏ giọt qua lớp mút xốp (Sponge – based strickling filter) STR Cao su tiêu chuẩn Thái Lan (Standard Thai Rubber) SVI Chỉ số thể tích bùn (Sludge Volume Index) TAN Tổng amoni nitơ (Total Ammonia Nitrogen) TCVN Tiêu chuẩn Việt Nam TN Tổng nitơ (Total Nitrogen) TOC Tổng cacbon hữu (Total Organic Carbon) TP Tổng photpho (Total Phosphorus) TSS Tổng chất rắn lơ lửng (Total Suspended Solid) UASB Đệm bùn kỵ khí dòng hướng lên (Upflow Anaerobic Sludge Blanket) ULV Tốc độ dâng nước (Upflow Liquid Velocity) VFA Axits béo dễ bay (Volatile fatty acid) VSS Chất rắn lơ lửng bay (Volatile Suspended Solid) VSV Vi sinh vật XLNT Xử lý nước thải ix DANH MỤC BẢNG Bảng 1.1 Thành phần (%) hóa học mủ CSTN .5 Bảng 1.2 Đặc trưng nước thải chế biến CSTN Thái Lan, Malaysia Việt Nam Bảng 1.3 Đặc tính nước thải Nhà máy chế biến cao su Hà Tĩnh Bảng 1.4 Hợp chất photpho khả chuyển hóa 31 Bảng 2.1 Chế độ thí nghiệm giai đoạn khởi động thiết bị EGSB 53 Bảng 2.2 Chế độ thí nghiệm giai đoạn vận hành ổn định thiết bị EGSB .53 Bảng 2.3 Đặc điểm bùn kỵ khí thiết bị EGSB q trình khởi động .60 Bảng 2.4 Tổng hợp điều kiện thí nghiệm kết khởi động thiết bị EGSB 63 Bảng 2.5 Tổng hợp kết nghiên cứu XLNT chế biến CSTN thiết bị EGSB giai đoạn vận hành ổn định 73 Bảng 3.1: Nồng độ số thành phần ô nhiễm nước thải chế biến CSTN sau xử lý kỵ khí thiết bị EGSB .77 Bảng 3.2 Khả loại bỏ P, N, Mg pH khác không bổ sung magie photphat 79 Bảng 3.3 Tỷ lệ % khối lượng nguyên tố kết tủa không bổ sung magie 82 Bảng 3.4 Nồng độ nước thải lượng magie bổ sung 84 Bảng 3.5 Ảnh hưởng tỷ lệ mol Mg2+ : PO43- đến hiệu suất loại bỏ P, N 85 Bảng 3.6 Lượng magie, photphat bổ sung nồng độ sau bổ sung 88 Bảng 3.7 Ảnh hưởng tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- đến hiệu suất loại bỏ P, N88 Bảng 3.8 Tổng hợp kết nghiên cứu thu hồi MAP nước thải chế biến CSTN 92 Bảng 3.9 Một số kết nghiên cứu xử lý Amoni Photphat kết tủa MAP 93 Bảng 4.1 Chế độ hoạt động thiết bị SBR cải tiến 101 Bảng 4.2 Chế độ thí nghiệm giai đoạn khởi động thiết bị SBR cải tiến .102 Bảng 4.3 Chế độ thí nghiệm giai đoạn vận hành ổn định thiết bị SBR cải tiến 102 Bảng 4.4: Một số kết nghiên cứu xử lý hữu nitơ thiết bị SBR thiết bị nitrat hóa khử nitrat đồng thời khác .114 Bảng 5.1: Thông số nước thải đầu vào kết tính tốn đầu 119 x DANH MỤC HÌNH Hình 1.1 Diện tích sản lượng CSTN Việt Nam, năm 2000 – 2016 Hình 1.2 Sản lượng CSTN Việt Nam số nước năm 2016 .4 Hình 1.3 Sơ đồ cơng nghệ chế biến mủ CSTN Hình 1.4 Khảo sát, lấy mẫu nước thải chế biến CSTN Hình 1.5 Sơ đồ phân hủy kỵ khí hợp chất hữu .17 Hình 1.6 Tình hình áp dụng cơng nghệ UASB EGSB giới giai đoạn 1984 – 2007 24 Hình 1.7 Tỷ lệ N-NH3 tổng amoni theo điều kiện nhiệt độ pH 29 Hình 1.8 Chuyển hóa hợp chất nitơ xử lý sinh học 37 Hình 1.9 Chu kỳ hoạt động thiết bị SBR 41 Hình 1.10 Sơ đồ tổng thể nội dung nghiên cứu luận án 47 Hình 2.1 Nước thải nghiên cứu thực nghiệm xử lý thiết bị EGSB 49 Hình 2.2 Lấy mẫu nước thải nghiên cứu thực nghiệm 50 Hình 2.3 Hệ thiết bị thí nghiệm EGSB 51 Hình 2.4 Sự thay đổi giá trị pH giai đoạn khởi động thiết bị EGSB 55 Hình 2.5 Bùn hạt thiết bị EGSB trình khởi động 57 Hình 2.6 Sự thay đổi COD giai đoạn khởi động thiết bị EGSB .61 Hình 2.7 Sự thay đổi pH giai đoạn vận hành ổn định thiết bị EGSB .64 Hình 2.8 Hiệu suất xử lý COD thiết bị EGSB giai đoạn vận hành ổn định 65 Hình 2.9 Hiệu suất xử lý COD thiết bị EGSB chế độ OLR khác giai đoạn vận hành ổn định .66 Hình 2.10 Tốc độ xử lý COD thiết bị EGSB chế độ OLR khác giai đoạn vận hành ổn định .67 Hình 2.11 Ảnh hưởng ULV đến hiệu suất xử lý COD thiết bị EGSB 68 Hình 2.12 Sự thay đổi N–amoni giai đoạn vận hành ổn định thiết bị EGSB 69 Hình 2.13 Lượng khí sinh giai đoạn vận hành ổn định thiết bị EGSB .70 Hình 2.14 Ảnh hưởng tốc độ dâng nước đến hệ số chuyển hóa khí 71 Hình 3.1 Thiết bị Jar-Test thí nghiệm thu hồi MAP 77 Hình 3.2 Ảnh hưởng pH đến hiệu suất loại bỏ N–amoni, COD khối lượng kết tủa không bổ sung nguồn magie photphat 81 Hình 3.3 Ảnh SEM tinh thể MAP pH 9,5 (a) pH 11 (b) 82 xi Hình 3.4 Phổ EDX kết tủa thu ứng với pH 9,5 (a) pH 11 (b) 82 Hình 3.5 Ảnh hưởng thời gian phản ứng đến hiệu suất loại bỏ P–photphat, N– amoni, magie COD .83 Hình 3.6 Hiệu suất loại bỏ COD, N–amoni khối lượng kết tủa bổ sung magie 85 Hình 3.7 Sự thay đổi nồng độ thành phần P, N, Mg nước thải sau xử lý trường hợp bổ sung magie .86 Hình 3.8 Hiệu suất loại bỏ thành phần P, N bổ sung magie 87 Hình 3.9 Hiệu suất loại bỏ COD khối lượng kết tủa thu hồi bổ sung magie photphat .90 Hình 3.10 Hiệu suất loại bỏ P–photphat N–amoni theo lượng magie bổ sung 90 Hình 3.11 Hiệu suất loại bỏ P–photphat N–amoni theo lượng magie bổ sung 91 Hình 3.12 Kết tủa MAP thu (a) ảnh SEM MAP (b) tỷ lệ Mg2+ : NH4+ : PO43- 1,4 : 1,0 : 1,0 92 Hình 4.1 Hệ thiết bị SBR cải tiến .99 Hình 4.2 Chu trình làm việc thiết bị SBR cải tiến 100 Hình 4.3 Sự thay đổi DO thiết bị SBR cải tiến mẻ xử lý 103 Hình 4.4 Hiệu suất xử lý COD chế độ khác thiết bị SBR cải tiến 104 Hình 4.5 Quan hệ tải trọng hiệu suất xử lý COD thiết bị SBR cải tiến 104 Hình 4.6 Quan hệ tốc độ xử lý tải trọng COD thiết bị SBR cải tiến 105 Hình 4.7 Hiệu suất xử lý N-amoni chế độ thiết bị SBR cải tiến .106 Hình 4.8 Quan hệ tải trọng hiệu suất xử lý N–amoni .106 thiết bị SBR cải tiến 106 Hình 4.9 Quan hệ tốc độ xử lý tải trọng N–amoni 107 Hình 4.10 Hiệu xử lý TN chế độ khác 108 Hình 4.11 Quan hệ tải trọng hiệu suất xử lý TN .109 Hình 4.13 Ảnh hưởng tỷ lệ COD/TN đến hiệu suất xử lý COD .110 Hình 4.14 Ảnh hưởng tỷ lệ COD/TN đến hiệu suất xử lý N–amoni .111 Hình 4.15 Ảnh hưởng tỷ lệ COD/TN đến hiệu suất xử lý TN 112 Hình 4.16 Nồng độ N-nitrat TN theo tỉ lệ COD/TN 114 Hình 5.1 Sơ đồ công nghệ đề xuất cho hệ thống xử lý nước chế biến CSTN .117 Hình 5.2 Kết tính tốn cân vật chất hệ thống 120 MỞ ĐẦU Tính cấp thiết luận án Việt Nam ba nước dẫn đầu giới xuất cao su thiên nhiên (CSTN) Sản lượng CSTN năm 2016 nước ta đạt triệu tấn, đứng thứ giới, sau Thái Lan Indonesia [1] Mỗi năm ngành công nghiệp chế biến CSTN Việt Nam phát thải 25 triệu m3 nước thải Nước thải chế biến CSTN loại nước thải có mức độ ô nhiễm cao thành phần hữu cơ, nitơ, photpho tổng chất rắn lơ lửng (TSS) [2-4] Hiện nay, công nghệ xử lý nước thải (XLNT) áp dụng ngành chế biến CSTN nước ta chủ yếu kết hợp số trình: tách gạn mủ, tuyển nổi, kỵ khí UASB (đệm bùn kỵ khí dòng hướng lên), mương oxy hóa, bể sục khí, hồ tảo, hồ sinh học Theo Nguyễn Ngọc Bích (2011), Nguyen Nhu Hien Luong Thanh Thao (2012), hệ thống XLNT nhà máy chế biến CSTN bộc lộ nhiều hạn chế như: hiệu xử lý chưa cao, tiêu BOD, COD, N-amoni, TN TSS nước thải sau xử lý nhiều nhà máy cao quy chuẩn cho phép nhiều lần [4-5] Mặc dù chế biến CSTN đánh giá năm ngành cơng nghiệp điển hình phát sinh nước thải có tải lượng chất bẩn cao (dệt nhuộm, chế biến mủ cao su, sản xuất giấy, sản xuất cồn rượu nước rỉ rác) [6], Việt Nam đến có nghiên cứu XLNT chế biến CSTN Một số nghiên cứu trước tập trung vào việc kết hợp thiết bị kỵ khí sử dụng giá thể xơ dừa UASB với hồ sinh học [7, 8], nghiên cứu tạo bùn hạt thiết bị UASB để nâng cao hiệu suất xử lý COD [9] Đến nay, chưa có nghiên cứu theo định hướng xử lý nước thải kết hợp thu hồi đồng thời lượng thành phần dinh dưỡng (N, P) nước thải chế biến CSTN nhằm nâng cao hiệu suất xử lý đồng thời chất hữu cơ, nitơ photpho; thu hồi lượng thành phần hữu ích để giảm chi phí xử lý Từ lý trên, đề tài luận án “Nghiên cứu xử lý nước thải chế biến cao su phương pháp hóa lý – sinh học kết hợp” thực nhằm nghiên cứu xây dựng công nghệ XLNT chế biến CSTN giải đồng thời vấn đề: (1) Thu hồi lượng (khí biogas chứa CH4) làm nhiên liệu; (2) Thu hồi đồng thời nitơ photpho nước thải chế biến CSTN làm phân bón cho nông nghiệp; (3) Cải tiến thiết bị kết hợp phương pháp hóa lý – sinh học nhằm nâng cao tải trọng hiệu xử lý đồng thời chất hữu dinh dưỡng N, P nước thải chế biến CSTN Mục tiêu đề tài luận án Nghiên cứu xây dựng công nghệ XLNT chế biến CSTN theo hướng thu hồi chất dinh dưỡng lượng phương pháp hóa lý – sinh học kết hợp Đối tượng phạm vi nghiên cứu – Đối tượng nghiên cứu: Nước thải chế biến CSTN Nhà máy chế biến cao su Hà Tĩnh xã Hà Linh, huyện Hương Khê, tỉnh Hà Tĩnh; – Phạm vị, địa điểm nghiên cứu: Nghiên cứu thực quy mơ phòng thí nghiệm Viện Công nghệ môi trường Nội dung nghiên cứu đề tài 1) Tổng quan XLNT chế biến CSTN; 2) Nghiên cứu xử lý chất hữu nước thải chế biến CSTN thu hồi lượng (khí biogas chứa CH4) thiết bị đệm bùn hạt mở rộng (EGSB); 3) Nghiên cứu xử lý thu hồi đồng thời nitơ photpho nước thải chế biến CSTN phương pháp kết tủa Magie Ammoni Photphat (MAP); 4) Nghiên cứu xử lý đồng thời chất hữu nitơ nước thải chế biến CSTN sau xử lý kỵ khí thiết bị phản ứng theo mẻ luân phiên (SBR) cải tiến; 5) Đề xuất công nghệ XLNT chế biến CSTN theo hướng thu hồi chất dinh dưỡng lượng phương pháp hóa lý – sinh học kết hợp Những đóng góp luận án 1) Tạo bùn hạt thành công đánh giá khả ứng dụng, điều kiện cơng nghệ thích hợp, khả thu hồi lượng (khí biogas) thiết bị EGSB xử lý nước thải chế biến CSTN Thiết bị EGSB hoạt động ổn định khoảng tải trọng 7-20 kg COD/m3ngày, hiệu suất xử lý COD trung bình 80% 2) Đánh giá khả xác định điều kiện cơng nghệ thích hợp phương pháp kết tủa MAP xử lý thu hồi đồng thời nitơ photpho nước thải chế biến CSTN Khi bổ sung đồng thời nguồn magie photphat, hiệu suất loại bỏ N-NH4+, COD khối lượng kết tủa thu hồi 80,9%, 34,8% 4,85 g/L nước thải 3 3) Phát triển thành công thiết bị phản ứng theo mẻ luân phiên (SBR) cải tiến có khả xử lý đồng thời chất hữu nitơ nước thải chế biến CSTN với qui trình vận hành đơn giản hóa có khả tiết kiệm lượng cao Hiệu xử lý thiết bị SBR cải tiến nâng cao rõ rệt so với thiết bị SBR thông thường Hiệu suất xử lý COD, N-NH4+ tổng nitơ (TN) trung bình 97%, gần 100% 94-97% khoảng tải trọng COD, N-NH4+ TN tương ứng 0,9-1,6 kg COD/m3ngày, 0,11-0,21 kg N-NH4+/m3ngày 0,160,31 kg TN/m3ngày 4) Đề xuất quy trình cơng nghệ xử lý nước thải chế biến cao su thiên nhiên theo hướng thu hồi chất dinh dưỡng, lượng phương pháp hóa lý–sinh học kết hợp Giá trị thông số COD, N-NH4+ TN nước thải sau xử lý đạt QCVN 01-MT: 2015/BTNMT 4 CHƯƠNG TỔNG QUAN 1.1 Tổng quan ngành công nghiệp chế biến cao su thiên nhiên (CSTN) Cây cao su (tên quốc tế Hevea brasiliensis) Columbus tìm thấy Châu Mỹ khoảng năm 1493 – 1496 xâm nhập vào Châu Á khoảng năm 1876 – 1898 Thời tiết, thổ nhưỡng điều kiện khác Châu Á, đặc biệt khu vực Đơng Nam Á thích hợp với loại Chính vậy, nước Thái Lan, Indonesia, Việt Nam, Malaysia, Ấn Độ Trung Quốc có sản lượng khai thác thị phần xuất CSTN lớn Thế Giới [10] 1.1.1 Hiện trạng phát triển ngành CSTN Việt Nam Cây cao su trồng Việt Nam năm 1877 phát triển đến hầu hết khu vực nước, diện tích trồng cao su lớn khu vực Đông Nam Bộ Tây Nguyên [1, 10] Diện tích sản lượng CSTN Việt Nam thể Hình 1.1 Hình 1.2 [1]: Tấn, 1.000 Năm Nước Hình 1.1 Diện tích sản lượng CSTN Hình 1.2 Sản lượng CSTN Việt Nam Việt Nam, năm 2000 – 2016 số nước năm 2016 Từ năm 2000 đến nay, diện tích, suất sản lượng CSTN nước ta không ngừng tăng lên Đến năm 2016, Việt Nam đứng thứ giới sản lượng CSTN (1,032 triệu tấn) đứng đầu giới suất vườn cao su (1,688 tấn/ha) Tuy nhiên, với xu hướng chung giới, giá cao su xuất nước ta biến động mạnh, năm 2011 sau đạt đỉnh, khoảng 4.000 USD/tấn, giảm mạnh xuống khoảng 1.400 USD/tấn vào năm 2015 ổn định mức giá đến Việc giảm giá mạnh tác động lớn đến hoạt động khai thác sản xuất CSTN nước ta [1] 5 1.1.2 Thành phần tính chất mủ CSTN Latex mủ cao su trạng thái phân tán nằm lơ lửng dung dịch chứa nhiều chất vô hữu Mủ cao su hỗn hợp cấu tử cao su nằm lơ lửng dung dịch gọi nhũ serium Hạt cao su hình cầu, đường kính < 0,5 µm chuyển động hỗn loạn dung dịch Trong 1g mủ cao su có khoảng 7,4.10 12 hạt cao su bao quanh protein giữ cho latex trạng thái ổn định Thành phần hóa học mủ CSTN thể Bảng 1.1 [10, 11] Bảng 1.1 Thành phần (%) hóa học mủ CSTN TT Thành phần Hàm lượng Thành phần Hàm lượng Cao su 30 – 40 Axits béo dẫn xuất 1–2 Nước 52 – 70 Glucid heterosid Protein 2–3 Khống chất 0,3 – 0,7 TT Q trình biến đổi mủ cao su gồm hai giai đoạn: Giai đoạn 1: Các vi sinh vật (VSV) có sẵn mủ cao su (xuất xâm nhập vào sau mủ cao su chảy khỏi cây) tương tác với thành phần phi cao su mủ cao su làm cho mủ cao su có tính axít; Giai đoạn 2: Quá trình thủy phân lipids mủ cao su giải phóng ion âm axít Những ion âm hấp phụ lên bề mặt hạt cao su thay chỗ màng protein tương tác với ion kim loại Mg Ca có sẵn mủ cao su để hình thành xà phòng kim loại khơng tan, kéo hạt cao su lại với nhau, dẫn đến độ nhớt mủ cao su tăng lên Các enzym phân huỷ protein làm cho hạt cao su lộ tiếp xúc trực tiếp với hình thành hạt cao su lớn hơn, gây đơng tụ Do đó, bảo quản phải bổ sung NH để tăng pH ngăn cản đông tụ, ngược lại đánh đông phải bổ sung axít tạo điều kiện q trình đơng tụ xảy 1.1.3 Công nghệ chế biến mủ CSTN Trong chế biến cao su, mủ cao su khuấy trộn bồn chứa, pha loãng với nước để lắng thời gian Mủ cao su sau pha loãng chuyển sang mương đánh đông cho thêm axit vào Dưới tác dụng axit, mủ cao su đông lại thành khối tách khỏi phần dung dịch lại gọi serum Các khối cao su sau gia cơng nhiều loại thiết bị học khác hạt cốm có kích thước khoảng – mm Các hạt cốm tiếp tục làm khô thiết bị sấy cuối ép lại thành khối máy ép Nhìn chung sơ đồ công nghệ chế biến CSTN thể Hình 1.3 Mủ tạp NH3 Li tâm Mủ nước Mủ skim Ngâm rửa CH3COOH Nước Đánh đông Kéo/cán Nước thải Máy cắt Nước Nước Sàng rung Sấy Ép Latex 60% cao su NH3 Thành phẩm Hình 1.3 Sơ đồ công nghệ chế biến mủ CSTN 1.2 Đặc trưng nước thải chế biến CSTN 1.2.1 Nguồn gốc lượng phát sinh nước thải Trong chế biến CSTN, nước thải phát sinh chủ yếu từ công đoạn khuấy trộn, đánh đông mủ cao su vệ sinh bồn chứa, mương đánh đông, thiết bị, nhà xưởng Theo Viện nghiên cứu cao su Việt Nam, lượng nước thải phát sinh trung bình chế biến CSTN nước ta khoảng 25m3 nước thải/tấn sản phẩm, mức Thái Lan 5,2 – 13,4 m3 nước thải/tấn sản phẩm [12] 1.2.2 Đặc trưng nước thải Thành phần đặc tính nước thải cơng đoạn chế biến CSTN thường khác Nước thải trình vận chuyển, tồn trữ mủ cao su có pH N–NH3 cao sử dụng amoniac để bảo quản chống đông tụ Tại công đoạn khác, sử dụng axít làm chất đơng tụ với phân huỷ sinh học lipid photpho lipid tạo thành axít béo bay hơi, nước thải thường có độ pH thấp Đặc trưng nước thải chế biến CSTN Thái Lan, Malaysia, Việt Nam Bảng 1.2 [4, 7, 13] 7 Bảng 1.2 Đặc trưng nước thải chế biến CSTN Thái Lan, Malaysia Việt Nam TT Thông số Đơn vị Thái Lan, Malaysia Việt Nam pH - 3,7 – 5,5 4,98 – 5,24 BOD mg/L 1.500 – 7.000 4.859 – 13.820 COD mg/L 3.500 – 14.000 5.015 – 26.914 SS mg/L 200 – 700 273 – 2.220 TN mg/L 200 – 1.800 285 – 1.043 SO42- mg/L 500 – 2.000 450 – 1.306 P–PO43- mg/L - 420 – 450 1.2.3 Đặc trưng nước thải nhà máy chế biến cao su Hà Tĩnh Nhà máy chế biến cao su Hà Tĩnh, xã Hà Linh, huyện Hương Khê, tỉnh Hà Tĩnh, có công suất thiết kế 4.500 sản phẩm/năm Tổng lượng nước thải Nhà máy khoảng 220 m3/ngày Nhà máy xây dựng vận hành hệ thống XLNT với công suất thiết kế 500 m3/ngày nhằm đáp ứng nhu cầu XLNT đảm bảo công suất xử lý nhà máy hoạt động đủ công suất thiết kế [14] Nước thải nhà máy phát sinh chủ yếu từ công đoạn đánh đông mủ cao su, cán ép sản phẩm vệ sinh thiết bị, nhà xưởng Nước thải công đoạn đánh đông mủ cao su chứa nhiều hạt cao su chưa đơng tụ, loại axit, đường, lipit protein Nồng độ chất nước thải chế biến CSTN phụ thuộc nhiều vào yếu tố như: mùa vụ sản xuất; khoảng cách vận chuyển mủ từ nơi cạo mủ nhà máy; kỹ thuật đánh đông vận hành thiết bị công nhân; điều kiện khả đảo trộn đánh đông; lượng nước sử dụng công đoạn Kết khảo sát, lấy mẫu phân tích mẫu nước thải (Hình 1.4 Bảng 1.3) Nhà máy chế biến cao su Hà Tĩnh (nước thải bể chứa nước thải chung nhà máy), cho thấy, nước thải trước xử lý nhà máy có pH thấp, mức độ ô nhiễm cao, chủ yếu TSS, BOD, COD TN Các chất ô nhiễm khác phốt pho, magie, canxi nước thải chế biến mủ cao su phát sinh từ mủ CSTN Nồng độ photpho khoảng 2,0 – 4,2 mg P2O5/g cao su trích khơ phần vàng mủ cao su 16 – 28 mg P2O5/g cao su trích khô phần trắng (pha cao su bị phân tán) [10] 8 Hình 1.4 Khảo sát, lấy mẫu nước thải chế biến CSTN Như vậy, nồng độ chất ô nhiễm nước thải trước xử lý Nhà máy chế biến cao su Hà Tĩnh cao nhiều tiêu chuẩn cho phép So sánh với nước thải số nhà máy chế biến CSTN khác cho thấy: – Nồng độ COD TN nước thải chung số nhà máy chế biến cao su khu vực Đông Nam Bộ cao nước thải chung Nhà máy chế biến cao su Hà Tĩnh 1,5 – 3,5 lần 1,3 – 2,5 lần [4] Tương tự, nồng độ COD nước thải khâu đánh đông Nhà máy chế biến cao su Thanh Hóa cao Nhà máy chế biến cao su Hà Tĩnh khoảng 1,2 – 1,5 lần [9] – Tỷ lệ BOD/COD nước thải số nhà máy chế biến cao su Lộc Hiệp, Tân Biên, Vên Vên, Bố La Thanh Hóa tương tự nhau, khoảng 0,53 – 0,63, Nhà máy chế biến cao su Xuân Lập, Tân Lập Quản Lợi 0,73, 0,41, 0,32 Trong tỷ lệ BOD/COD nước thải Nhà máy chế biến cao su Hà Tĩnh tương đối cao, khoảng 0,51 – 0,78 [4, 9] – Tỷ lệ N-NH4+/TN nước thải nhà máy chế biến cao su Hà Tĩnh tương đối ổn định, khoảng 0,56 – 0,68 Tỷ lệ phụ thuộc vào lượng NH3 sử dụng để chống đơng q trình thu gom vận chuyển mủ cao su, cụ thể nhà máy chế biến cao su Thanh Hóa; Lộc Hiệp; Quan Lợi; Tân Lập; Tân Biên; Vên Vên; Bố La; Xuân Lập là: 0,33 – 0,6; 0,55; 0,47; 0,42; 0,78; 0,43; 0,7; 0,8 [4, 9] – Nước thải Nhà máy chế biến cao su Hà Tĩnh có nồng độ chất ô nhiễm hữu TN thấp, tỷ lệ N-NH4+/TN ổn định nhà máy khác nhà máy chủ yếu sử dụng nguồn cung cấp mủ cao su địa bàn huyện Hương Khê, Hà Tĩnh nên khoảng cách từ khu vực cạo mủ Nhà máy khơng xa, phải sử dụng chất chống đông NH3 đánh đông lượng axit acetic sử dụng 9 Bảng 1.3 Đặc tính nước thải Nhà máy chế biến cao su Hà Tĩnh TT Thông số Đơn vị Kết QCVN Tháng 3/2012 Tháng 10/2013 Tháng 8/2016 Tháng 11/2016 Tháng 4/2017 - 4,8 – 5,2 4,8 – 5,0 5,5 – 5,8 4,4 – 4,5 5,2 – 5,4 – 9* BOD5 mg/L 4.050 – 4.379 3.830 – 3.924 4.550 – 4.743 3.960 – 4.172 3.890 – 4.066 50* COD mg/L 5.320 – 5.550 6.860 – 7.650 6350 – 6.540 7.120 – 7.450 6.020 – 6.256 250* TSS mg/L 765 – 850 864 – 945 920 – 1025 965 – 895 980 – 1.126 100* PO43-P mg/L 106 – 120 86 – 100 125 – 140 95 – 107 165 – 189 - TP mg/L 185 – 192 205 – 215 175 – 182 130 – 136 208 – 240 6** NH4+N mg/L 145 – 160 128 – 135 195 – 220 152 – 163 215 – 249 60* TN mg/L 240 – 250 235 – 242 316 – 365 208 – 238 355 – 398 80* Mg mg/L 35 – 42 45 – 56 42 – 50 34 – 38 52 – 65 - Ca mg/L 10 – 15 12 – 20 15 – 18 10 – 16 18 – 22 - pH Ghi chú: * - QCVN 01-MT:2015/BTNMT: Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia nước thải sơ chế CSTN; ** - QCVN 40:2011/BTNMT: Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia nước thải cơng nghiệp 10 1.3 Tình hình nghiên cứu xử lý nước thải chế biến CSTN 1.3.1 Ngoài nước Trên giới, nhiều nước nghiên cứu biện pháp XLNT chế biến cao su từ sớm, bắt đầu áp dụng rộng rãi thực tế từ năm 2000, nghiên cứu ứng dụng thực tế chủ yếu tập trung vào trình kỵ khí, hiếu khí, cơng nghệ sử dụng thực vật, hồ sinh học, hồ ni tảo số q trình hóa lý – hóa học V Thongnuekhang U Puetpaiboon (2004) nghiên cứu sử dụng thực vật để XLNT chế biến CSTN Giá trị thông số đầu vào bao gồm TN, NH3-N, Org– N, BOD SO42- thí nghiệm có bìm bìm, thảm cỏ nhiệt đới thiết bị kiểm sốt (khơng có thực vật) 41,0014,06 mg/L, 35,7914,15 mg/L, 5,222,23 mg/L, 6211 mg/L 482243 mg/L; 33,0513,79 mg/L, 28,0513,17 mg/L, 5,002,60 mg/L, 658 mg/L 471194 mg/L; 10,034,72 mg/L, 7,164,04 mg/L, 2,881,14mg/L, 377 mg/L 30871 mg/L Các thí nghiệm thực quy mô pilot Hiệu suất xử lý tiêu TN, NH3-N, Org–N, BOD SO42- sau: thảm cỏ nhiệt đới 92%, 97%, 61%, 88%, 52%; bìm bìm 75%, 80%, 43%, 41% 30%; hệ khơng có thực vật 74%, 80%, 41%, 31%, 28% Kết cho thấy, xử lý với thảm cỏ nhiệt đới cho kết tốt tất tiêu nước thải Trong đó, hiệu suất xử lý sử dụng bìm bìm khơng có loại thực vật khác không đáng kể [15] J Anotai cộng (2007) kết hợp phương pháp hóa học sinh học để XLNT chế biến mủ CSTN với nồng độ Zn COD 816 mg/L 20.862 mg/L Đầu tiên sử dụng kết tủa sunphua để xử lý Zn, hàm lượng Zn nước thải sau xử lý nhỏ mg/L Nước thải sau kết hợp xử lý phương pháp lọc kỵ khí bùn hoạt tính Cơng đoạn lọc kỵ khí cho hiệu suất xử lý COD đạt 92% mức tải trọng 11,8 kg COD/m3·ngày với hệ số chuyển hóa khí 0,32 L/g COD chuyển hóa Cuối nước thải xử lý công nghệ bùn hoạt tính cho hiệu suất xử lý COD, BOD đạt 96,6% 99,4% Giá trị COD BOD nước thải đầu 71 11 mg/L [16] 11 I O Asia, E E Akporhono (2007) nghiên cứu sử dụng phương pháp keo tụ để xử lý nước thải chế biến cao su Giá trị BOD COD nước thải đầu vào 2.610 3.142 mg/L Hiệu suất xử lý BOD đạt 98 – 98,9%, COD đạt 97 – 99%, phốt đạt 90 – 93%, nồng độ TN, N–NH3 N–NO3 có giảm khơng đáng kể [17] M Mohammadi cộng (2010) tổng hợp công nghệ XLNT áp dụng Malaysia Kết cho thấy biện pháp thông dụng hồ sinh học với 500 nhà máy chế biến CSTN dầu cọ áp dụng Trước hồ sinh học thường bố trí kết hợp bẫy cao su cơng đoạn trung hòa axit – bazơ Biện pháp xử lý sinh học kết hợp kị khí hiếu khí phù hợp với nhà máy có diện tích nhỏ sử dụng rộng rãi Batang, Kali, Malaysia cho hiệu cao, ngày sản sinh 8.000 m3 khí sinh học Với giá trị COD đầu vào khoảng 18.219 mg/L, công nghệ lọc sinh học kỵ khí cho hiệu suất xử lý COD đạt 92% mức OLR 11,8 kg COD/m3·ngày [13] N Z R Anwar cộng (2013) nghiên cứu XLNT chế biến cao su thiết bị phản ứng kỵ khí theo mẻ (ASBR) Nước thải đầu vào có giá trị BOD, COD, độ đục TSS 587 mg/L, 1.377 mg/L, 657 NTU 465 mg/L Nghiên cứu tập trung đánh giá ảnh hưởng tỷ lệ VSV/khối lượng nước thải theo tỷ lệ: 1: 100; 1: 500; 1: 1000; 1: 2000 Kết nghiên cứu cho thấy: với tỷ lệ VSV/nước thải 1: 1000 (tỷ lệ tối ưu) hiệu xử lý BOD, COD, độ đục, TSS đạt 62%, 60%, 62%, 84% Giá trị thông số BOD, COD, độ đục TSS nước thải sau xử lý 226 mg/L, 557 mg/l, BOD5, 255 NTU 75 mg/l Trong nghiên cứu không đề cập đến mức OLR chất ô nhiễm nước thải sau xử lý cao [18] 1.3.2 Trong nước Hiện nay, nước ta công nghệ chủ yếu áp dụng để XLNT chế biến CSTN kết hợp số trình: tách gạn mủ, tuyển nổi, UASB, mương oxy hóa, bể sục khí, lọc sinh học hiếu khí, hồ tảo, hồ ổn định Đến nay, có số nghiên cứu XLNT chế biến CSTN, cụ thể sau: Nguyễn Trung Việt (1999) tập trung nghiên cứu đánh giá tính khả thi hệ thống UASB nhằm XLNT chế biến CSTN phù hợp với điều kiện Việt Nam Kết cho thấy, hệ thống xử lý kỵ khí tốc độ cao, đặc biệt thiết bị UASB phương án 12 thích hợp để XLNT chế biến CSTN Ở pH 7,0 –7,4 tải trọng 0,2g COD/gVSS/ngày, protein phân huỷ hoàn toàn pH 4,8; phân huỷ protein xảy khơng hồn tồn có mặt protein bền vững hevein Trong trình phân huỷ protein, làm giảm pH xuống việc tạo thành axít béo bay (VFA) điều kiện nghèo dinh dưỡng Giá trị pH nhỏ 6,0 ảnh hưởng đến tốc độ phân huỷ kỵ khí, nhiên kết theo dõi thí nghiệm pH 5,0 VSV metan hóa phát triển hồi phục lại điều kiện tốt cách chuyển acetate thành methane bicarbonate làm tăng khả đệm hệ thống kỵ khí Thiết bị UASB hoạt động ổn định với OLR lên đến 15 – 20 kg COD/m3·ngày, HRT khoảng – 6h, tốc độ dâng nước (Upflow Liquid Velocity, ULV) 0,4 m/h Hiệu xử lý đạt 79,8 – 87,9%, tương ứng với tải trọng thuỷ lực 7,3 – 9,1 m3/m3, chiều cao lớp bùn thiết bị UASB cuối giai đoạn thí nghiệm 12 – 15 cm Bùn có khả đệm để điều chỉnh giá trị pH đầu vào, phục hồi bùn pH thấp cần khoảng – ngày sau sử dụng nước thải có pH 6,0 – 6,2 Vấn đề pH giải cách tuần hồn dòng thải điều chỉnh pH dòng vào Trong nghiên cứu chưa thấy đề cập đến hiệu xử lý nitơ [7] Nguyễn Ngọc Bích (2003), nghiên cứu xây dựng cơng nghệ XLNT thích hợp cho ngành chế biến CSTN Việt Nam với cơng nghệ đề xuất là: Bể điều hồ – Bể gạn mủ – Bể kỵ khí xơ dừa – Bể tảo cao tải – Bể lục bình Xơ dừa dạng sợi kết lại làm giá thể cho VSV phát triển nhằm tăng nồng độ vi sinh bể kỵ khí nâng cao hiệu suất XLNT, tảo lục bình xử lý chất dinh dưỡng khử mùi Với hàm lượng COD, BOD TN dòng vào 6.131 mg/L, 4.006 mg/L 273 mg/L, hiệu suất xử lý COD, BOD, TN, SS bể kỵ khí xơ dừa điều kiện HRT ngày là: 94,1%, 95,0%; 19,4%, 84,3% Hiệu suất xử lý COD, BOD, TN SS bể tảo cao tải là: 11,0%; 69,5%; 74,2%; 38,3% Trong đó, hiệu suất xử lý COD, BOD, TN bể lục bình 75,5%; 52,5%; 80,9% Hàm lượng COD, BOD, TN, N-NH3 SS nước thải sau xử lý hệ thống 65 mg/L; 29 mg/L; 9,4 mg/L; 1,8 mg/L; 37 mg/L [8] Nguyễn Ngọc Bích (2011) nghiên cứu áp dụng công nghệ hồ tảo hệ thống XLNT nhà máy cao su: Thuận Phú, Ngọc Hồi, Krông Buk, Lộc Hiệp Xưởng Cao su tờ Lai Khê Tổng thời gian lưu nước hệ thống 21 ngày, cơng đoạn xử lý kỵ khí gạn mủ ngày, cơng đoạn xử lý bể tảo ngày 13 công đoạn ổn định sinh học ngày Tổng diện tích mặt nước 39.565 m2 Kết sau năm thử nghiệm cho thấy, cơng nghệ gây mùi q trình xử lý, khơng tiêu hao hóa chất, vận hành đơn giản Tuy nhiên cần diện tích mặt lớn cần có thêm thời gian dài để theo dõi điều chỉnh cho phù hợp số tiêu cụ thể chưa đạt hệ số an tồn khơng cao [5] Nguyễn Thị Thanh (2016) nghiên cứu trình tạo bùn hạt hệ thống UASB nhằm XLNT sơ chế mủ cao su Kết cho thấy, sau 73 ngày hoạt hóa với OLR từ 0,26 – 0,72 kg COD/m3ngày, HRT 18 h, MLSS đạt 58,9 g/L SVI đạt 29,2 mL/g Bùn hạt hình thành tốt bổ sung g/L rỉ đường 38 ngày với OLR 3,19 ± kg COD/m3ngày HRT 12h Bùn hạt có kích thước lớn mm đạt 38,7%, SVI đạt 12,03 mL/g, hiệu suất sinh metan đạt 0,324 ± 0,037 m3–CH4/kg COD chuyển hóa tăng 25,6% so với bùn phân tán điều kiện Nghiên cứu xác định nhóm vi khuẩn tham gia vào q trình hình thành bùn hạt Kết thử nghiệm bùn hạt để XLNT chế biến CSTN thiết bị UASB nâng cao OLR lên 15,3 kg COD/m3ngày với hiệu suất xử lý COD đạt 95,8% [9] Dự án tạo lập chu trình vòng khí thải cacbon với CSTN (ESCANBER) nghiên cứu phát triển công nghệ XLNT chế biến CSTN Việt Nam Đây nội dung Dự án ESCANBER thực năm (2011 – 2016) Cơ quan hợp tác quốc tế Nhật Bản (JICA) tài trợ, quan thực gồm Đại học Bách khoa Hà Nội (HUST), Viện Nghiên cứu Cao su Việt Nam (RRIV), Đại học Công nghệ Nagaoka (NUT) Kết nghiên cứu dự án đề xuất quy trình cơng nghệ XLNT chế biến CSTN Việt Nam bao gồm công đoạn chính: xử lý qua thiết bị UASB thiết bị DHS Hệ thống thiết bị UASB – DHS có khả giảm chi phí điện giảm 90% lượng khí nhà kính so với cơng nghệ áp dụng nhà máy chế biến CSTN Việt Nam Hàm lượng BOD, COD, TSS, TN, amoni nước thải đầu là: 30 mg/L, 120 mg/L, 15 mg/L, 53 mg/L, 53 mg/L Các tiêu nhìn chung đạt yêu cầu xả thải theo QCVN 01-MT: 2015/BTNMT sở chế biến CSTN hoạt động Tuy nhiên, báo cáo tổng kết dự án chưa đề cập đến OLR hệ thống thiết bị Mặt khác, kết nghiên cứu cho thấy hiệu suất xử lý N–amoni hệ thống chưa ổn định [19] Takahiro Watari cộng (2016) nghiên cứu phát triển hệ thống XLNT chế biến CSTN quy mơ phòng thí nghiệm Việt Nam Hệ thống XLNT kết 14 hợp thiết bị: thiết bị xử lý dạng vách ngăn (Baffled Reactor, BR) – thiết bị UASB – thiết bị DHS Nước thải lấy từ nhà máy chế biến cao su Thanh Hóa Các thí nghiệm thực phòng thí nghiệm với thiết bị UASB trì nhiệt độ ổn định 350C Các nghiên cứu thực giai đoạn: giai đoạn (ngày đến 44) với COD đầu vào 4.300 ± 1070 mg/L; giai đoạn (từ ngày 45 đến ngày 126) với COD đầu vào 8.430 ± 1.640 mg/L Kết nghiên cứu cho thấy thiết bị BR có khả loại bỏ 47,6% TSS, axit hóa hợp chất hữu nước thải Hiệu suất xử lý COD thiết bị UASB đạt 92,7% ± 2,3% với mức OLR 12,2 ± 6,6 kg COD/m3ngày Trong đó, thiết bị DHS hiệu việc xử lý chất hữu lại sau q trình xử lý kỵ khí Hiệu suất xử lý toàn hệ thống COD TSS đạt 98,6% ± 1,2% 98,0% ± 1,4% Tuy nhiên, hiệu suất xử lý TN đạt 35,9% ± 20% khoảng 20% amoni chuyển sang dạng nitrat nitrit Các tiêu COD, TSS, TN, amoni, nitrat nitrit nước thải hệ thống 120 ± 100 mg/L, 36 ± 41 mg/L, 220 ± 43 mg/L, 100 ± 96 mg/L, 28 ± 25 mg/L 9,4 ± 11 mg/L Nồng độ TN, amoni nước thải đầu hệ thống cao quy chuẩn xả thải Việt Nam (QCVN 01-MT: 2015/BTNMT) nhiều lần [20] Takahiro Watari (2018) nghiên cứu phát triển hệ thống XLNT chế biến CSTN Việt Nam Hệ thống XLNT quy mô phòng thí nghiệm bao gồm thiết bị BR – thiết bị UASB – thiết bị DHS Dung tích hoạt động thiết bị BR; thiết bị UASB là: 43,7 L; 9,0 L Dung tích bể phản ứng giá thể mút xốp thiết bị DHS 40 L 8,4 L Nước thải chế biến cao su lấy công đoạn đánh đông nhà máy chế biến cao su Thanh Hóa với tiêu BOD; COD tổng; TSS; VSS 12.000 ± 3.100 mg/L; 23.200 ± 6.000 mg/L; 1.450 ± 580 mg/L; 1.300 ± 350 mg/L Nước thải pha loãng nước máy để đạt giá trị COD thích hợp Thiết bị UASB trì nhiệt độ 350C, thiết bị BR thiết bị DHS hoạt động điều kiện nhiệt độ phòng Thiết bị UASB khởi động với mức COD ban đầu khoảng 2.000 mg/L tăng dần lên mức 4.000 mg/L giai đoạn (44 ngày) nhằm tăng mức OLR thiết bị Trong giai đoạn 2, COD tăng lên 8.500 mg/L để đạt mức tương tự nước thải chung nhà máy chế biến CSTN Sau 126 ngày khởi động hoạt động, hiệu suất xử lý COD toàn hệ thống đạt 92,7 ± 2,3% Với thiết bị UASB, mức OLR 12,2 ± 6,2 kg COD/m3ngày, lượng 15 khí methan thu hồi đạt 93,3 ± 19,3% Quy trình cơng nghệ tiếp tục nghiên cứu quy mô pilot nhà máy chế biến cao su Bình Dương với thiết bị dung tích sau: thiết bị kỵ khí dạng vách ngăn (76,5 m3) – bình chứa (5 m3) – thiết bị UASB (3 m3) – bể lắng (1 m3) – thiết bị DHS (2 m3) Sau 267 ngày hoạt động, hiệu suất xử lý COD BOD thiết bị UASB mức OLR 1,7 ± 0,6 kg COD/m3ngày 55,6 ± 16,6% 77,8 ± 10,3% Hiệu suất xử lý COD TN thiết bị DHS 64,2 ± 7,5% 55,3 ± 19,2% Nồng độ COD TN nước thải đầu hệ thống xử lý 140 ± 64 mg/L 58 ± 24 mg/L Thiết bị DHS giảm HRT từ 30 ngày xuống 4,8 so với bể tảo nhà máy Vi khuẩn oxy hóa amoni kỵ khí (Anaerobic Ammonium Oxidation, Anammox) phát bùn lưu hệ thống xử lý Ngồi ra, nghiên cứu phát triển phương pháp anammox sử dụng thiết bị lọc sinh học nhỏ giọt qua lớp mút xốp (Sponge – based strickling filter, STF) để xử lý ammoni nước thải chế biến CSTN quy mơ phòng thí nghiệm Nước thải sử dụng nghiên cứu nước thải pha Thiết bị STF với dung tích 991 cm3 sử dụng điều kiện nhiệt độ kiểm soát khoảng 300C Thiết bị STF khởi động bùn giống anammox với nồng độ sinh khối lơ lửng (Mixed Liquor Suspended Solid, MLSS) 510 ± 50 mg/L Thời gian khởi động vận hành thiết bị STF chia thành giai đoạn: giai đoạn (ngày đến 25), giai đoạn (ngày 26 đến 97) giai đoạn (ngày 98 – 181) Lưu lượng giai đoạn thiết bị STF là: 9,6 ± 0,5 L/ngày; 10,6 ± 2,4 L/ngày; 7,1 ± 2,2 L/ngày HRT giai đoạn thiết bị STF là: 2,5 ± 0,2 giờ; 2,4 ± 0,7 giờ; 2,7 ± 1,3 Nồng độ ammoni đầu vào giai đoạn thiết bị STF là: 52 ± 3,6 mg/L; 133 ± 27 mg/L; 79 ± 19 mg/L Tải trọng nitơ giai đoạn thiết bị STF là: 0,48 ± 0,03 kg N/m3ngày; 1,47 ± 0,27 kg N/m3ngày; 0,55 ± 0,2 kg N/m3ngày Kết nghiên cứu cho thấy, thiết bị STF cho hiệu suất xử lý ammoni tương đối cao, đạt 70,0 ± 19,1% với mức tải trọng nitơ 1,41 ± 0,27 kg N/m3ngày Tuy nhiên, nghiên cứu có nhiều hạn chế việc xử lý ammoni sử dụng thiết bị STF Hệ VSV bùn thiết bị STF khơng có vi khuẩn anammox mà xuất nhiều vi khuẩn khử nitrat Do phương pháp cần nghiên cứu thêm để ứng dụng xử lý ammoni nước thải nói chung nước thải chế biến CSTN nói riêng [21] 16 Nguyễn Như Hiển (2018) nghiên cứu xử lý nitơ nước thải chế biến mủ cao su kết hợp trình nitrit hóa bán phần – anammox điều kiện giới hạn oxy bể phản ứng (Oxygen Limited Autotrophic Nitritation/Detrification – OLAND) gồm hệ bùn lơ lửng bùn giá thể Bùn nuôi cấy bao gồm bùn anammox bùn AOB lấy từ bể IC SBR xử lý nước rỉ rác phòng thí nghiệm Khoa Môi trường Tài nguyên – Đại học Bách Khoa thành phố Hồ Chí Minh Bùn ni cấy bể phản ứng nước thải nhân tạo, vận hành theo chế độ nạp theo mẻ với thể tích nạp 15 L, tỷ số trao đổi thể tích 0,5 Thời gian chu kỳ 480 phút, bao gồm pha: (1) pha nạp: 10 phút; (2) pha phản ứng: 420 phút; (3) pha lắng: 40 phút; (4) pha tháo nước thải: 10 phút Giá trị thông số DO, pH HRT nuôi cấy anammox nuôi cấy AOB là: 0,5 mm hình thành Lớp bùn giữ trạng thái lơ lửng nhờ điều chỉnh tốc độ dòng nước thải vào hợp lý Cũng giống thiết bị cơng nghệ kỵ khí khác, khó khăn lớn sử dụng thiết bị UASB trình khởi động thiết bị kéo dài phụ thuộc vào nhiều yếu tố như: đặc điểm bùn giống; chế độ khởi động; đặc trưng nước thải; kiểm soát nhiệt độ yếu tố ảnh hưởng khác 23 Thiết bị đệm bùn hạt mở rộng (EGSB) Trong thiết bị UASB, khả đảo trộn tiếp xúc lớp bùn kỵ khí nước thải phụ thuộc vào tốc độ dâng nước (Upflow Liquid Velocity – ULV) lượng khí sinh học sinh thiết bị Đối với thiết bị UASB thông thường, ULV khoảng 0,5 – 1,0 m/h làm cho khả đảo trộn tiếp xúc nước thải bùn kỵ khí bị hạn chế làm giảm hiệu xử lý [41, 42] Một biện pháp để khắc phục hạn chế tăng ULV cách bơm trở lại phần dòng nước thải đầu ra, tạo nên lớp đệm bùn hạt mở rộng (EGSB) Trong trường hợp này, để tạo lớp đệm bùn hạt mở rộng, ULV thiết bị tối ưu phụ thuộc vào nhiệt độ loại nước thải cần xử lý, thông thường khoảng – m/h [43] hay – 15 m/h [44] Như vậy, thiết bị EGSB hình thức biến thể thiết bị UASB, điểm cơng nghệ việc bơm tuần hồn trở lại phần dòng nước thải đầu làm tăng ULV thiết bị cho phép mở rộng chiều cao lớp bùn hạt, làm tăng thể tích vùng phản ứng cải thiện tiếp xúc nước thải quần thể VSV chứa lớp bùn hạt, làm tăng hiệu suất xử lý thiết bị Trong điều kiện nhiệt độ nóng ấm (30 – 350C), ưu điểm vượt trội hệ thống EGSB vận hành ổn định với OLR lên tới 38,4 kg COD/m3ngày, hiệu suất xử lý đạt 81,4% [45], hệ UASB thường hoạt động ổn định với OLR khoảng 15 – 20 kg COD/m3ngày, hiệu suất xử lý đạt khoảng 79,8 – 87,9% [7, 42] 1.4.1.2 Tình hình nghiên cứu, ứng dụng cơng nghệ EGSB Ngồi nước Theo J B van Lier (2008), từ cuối năm 1990, việc ứng dụng thiết bị EGSB XLNT bắt đầu phát triển mạnh nhanh chóng vượt thiết bị UASB theo tỷ lệ % dự án sử dụng (Hình 1.6) [24] Trên giới có nhiều cơng trình nghiên cứu thiết bị EGSB để xử lý loại nước thải khác nhau, số nghiên cứu cụ thể sau: Zh Yejian cộng (2008) nghiên cứu khởi động vận hành thiết bị EGSB để XLNT xay ép dầu cọ Malaysia 514 ngày điều kiện nhiệt độ 350C Kết thu cho thấy hệ thống hoạt động tốt với hiệu suất xử lý hữu đạt 91% OLR 17,5 kg COD/m3ngày, HRT ngày Tuy nhiên, có 46% lượng COD nước thải thơ q trình xay ép dầu cọ chuyển hóa thành khí sinh học lượng khí metan chiếm khoảng 70% [46] % dự án sử dụng 24 Năm Hình 1.6 Tình hình áp dụng công nghệ UASB EGSB giới giai đoạn 1984 – 2007 S Karnchanawong W Phajee (2009) nghiên cứu ảnh hưởng ULV đến hoạt động hệ thống EGSB nước thải chăn nuôi lợn Thái Lan Thiết bị EGSB khởi động với COD đầu vào khoảng 9.601 – 13.050 mg/L, OLR ban đầu kg COD/m3ngày, ULV 0,5 m/h nâng dần lên 10 kg COD/m3ngày ULV m/h Thiết bị chạy khởi động tháng điều kiện nhiệt độ phòng trước bắt đầu nghiên cứu với mức ULV thời gian khác nhau: ULV 4m/h, 165 ngày; ULV m/h, 76 ngày; ULV 12 m/h, 56 ngày; ULV 16 m/h, 77 ngày Kết cho thấy, chế độ ULV khác nhau, hiệu suất xử lý COD gần không bị ảnh hưởng, đạt 93 – 94%, trừ trường hợp mức ULV 12 m/h nồng độ chất rắn lơ lửng dễ bay (Volatile Suspended Solid – VSS) ảnh hưởng làm hiệu suất xử lý COD đạt 38,1% Trong trường hợp này, để hiệu suất xử lý COD đạt 80%, nồng độ SS nước thải vào nên nhỏ 5.000 mg/L Nghiên cứu rằng, ULV cao, lượng khí sinh học sinh ULV tối ưu m/h [44] I Colussi cộng (2009) nghiên cứu quy trình khởi động phân tích ức chế kim loại nặng đến khả sinh metan thiết bị EGSB XLNT cơng nghiệp bia Italia Các thí nghiệm thực nhiệt độ ổn định 37 ± 0,10C Thiết bị UASB sau khởi động tháng với hiệu suất xử lý COD hạn chế cải tiến thành thiết bị EGSB khởi động 67 ngày với HRT 49h, COD 3.000 mg/L với lưu lượng nước thải vào trung bình 1,57 L/h, ULV 0,05 m/h, 25 OLR 1,853 kg COD/m3ngày Các thí nghiệm bổ sung chất ô nhiễm kim loại nặng bao gồm CrCl3.6H2O, CuSO4, NiCl2 với nồng độ 50 mg/L với ion kim loại Sau thí nghiệm với kim loại, thiết bị cần tuần để phục hồi loại bỏ kim loại thí nghiệm trước Kết cho thấy, Cr không ảnh hưởng đến hiệu suất xử lý COD, hiệu suất sinh khí giảm 11% Ngược lại Cu ảnh hưởng lớn đến hiệu suất xử lý COD, sau bổ sung Cu, hiệu suất xử lý COD giảm từ 90% xuống 30%, hiệu suất sinh khí giảm 69% Hơn thiết bị khơng thể phục hồi kể loại bỏ hết Cu thiết bị Trong trường hợp cần thay bùn khởi động thiết bị với chất dinh dưỡng khơng có kim loại nặng Đối với Ni, bổ sung vào thiết bị, hiệu suất xử lý COD bị ảnh hưởng không lớn, giảm từ 95% xuống 76%, hiệu suất sinh khí giảm 18% Như thứ tự độc tố kim loại nặng hệ EGSB sau: Cu (II) > Ni (II) > Cr (III) [47] C Su cộng (2013) nghiên cứu khởi động thiết bị EGSB để XLNT chăn nuôi lợn Bùn giống lấy từ hệ thống IC nhà máy sản xuất đường gỗ với kích thước hạt khoảng 0,5 – mm; VSS 79,59 g/L; VSS/SS 0,72; lượng bùn thiết bị 9,26 g VSS/L Nước thải chăn ni lợn có pH 7,0 nồng độ COD; amoni; SS; độ kiềm là: 6.000 mg/L; 400 mg/L; 1.100 mg/L; 3.000 mg/L Thiết bị EGSB khởi động 110 ngày nhiệt độ kiểm soát 35 ± 10C Các thông số ban đầu sau: HRT 48h; COD (pha loãng) 2.000 mg/L; OLR kg COD/m3ngày Kết nghiên cứu cho thấy OLR tối ưu 11,8 kg COD/m3ngày, HRT 12,2 h, hiệu suất xử lý COD đạt 79%, lượng khí sinh 58,17 L/ngày khí metan chiếm 53,6% [48] M Basitere cộng (2015) nghiên cứu hiệu thiết bị EGSB kết hợp với thiết bị thiếu khí hiếu khí XLNT lò giết mổ gia cầm Hệ thiết bị bao gồm thiết bị EGSB, bể thiếu khí bể hiếu khí kết nối qui mơ phòng thí nghiệm Thiết bị EGSB vận hành nhiệt độ kiểm soát 370C, ULV 1,1 m/h Nước thải sau xử lý qua thiết bị EGSB xử lý qua bể thiếu khí hiếu khí với lưu lượng 1,9 L/phút với mục đích xử lý nitơ nước thải Kết cho thấy, hiệu suất xử lý COD hệ thiết bị 65%, thiết bị EGSB 51% Hiệu suất thiết bị EGSB nồng độ chất béo, dầu, mỡ (Fats, Oil, Grease, FOG) chất rắn lơ lửng nước thải cao làm thất thoát bùn thiết bị EGSB làm giảm hiệu trình metan hóa dẫn đến lượng khí 26 sinh giảm Để đạt hiệu xử lý cao, cần thiết bổ sung công đoạn tiền xử lý công nghệ tuyển để giảm lượng chất rắn lơ lửng FOG [49] Trong nước Tại Việt Nam, việc nghiên cứu XLNT thiết bị EGSB số tác giả quan tâm thực hiện, số nghiên cứu cụ thể sau: Tôn Thất Lãng (2006) kết nối hệ thống EGSB – bùn hoạt tính – lọc để XLNT Nhà máy Dệt Sài Gòn với giá trị COD từ 800 – 1.200 mg/L, độ màu từ 150 – 300 Pt–Co có bổ sung thêm khống chất Thiết bị EGSB khởi động với lượng bùn hạt ban đầu 15 g VSS/L, sau 245 ngày hoạt động nhiệt độ phòng (25 – 300C), OLR tối đa thiết bị EGSB 25 kg COD/m3ngày với hiệu suất xử lý COD đạt 90%, hiệu suất xử lý màu đạt 65% Thiết bị EGSB kết nối với bể bùn hoạt tính, bể lắng, bể lọc để tiếp tục xử lý COD độ màu đạt tiêu chuẩn thải [50] Vu Dinh Khang Nguyen Tan Phong (2012) sử dụng hai thiết bị EGSB, cột có sử dụng hạt PVA cột không, để XLNT chợ chế biến thủy sản (cá nước ngọt) với giá trị COD trì ổn định 800 – 1.000 mg/L Cột sử dụng PVA bao gồm 30% bùn 20% PVA so với thể tích thiết bị Thiết bị hoạt động nhiệt độ phòng (30 – 350C) với HRT giảm từ 6h xuống 1,3h tương ứng với OLR từ – 18 kg COD/m3ngày Kết cho thấy, sau 81 ngày hoạt động, hiệu suất xử lý COD đạt cao khoảng 90% với OLR 18 kg COD/m3ngày [51] 1.4.2 Phương pháp kết tủa Magie Amoni Photphat (MAP) 1.4.2.1 Giới thiệu chung amoni photphat 1) Nguồn gốc ô nhiễm amoni photphat Nguồn gốc tự nhiên Nitơ (N) thành phần quan trọng tham gia vào nhiều q trình sinh hóa thể động, thực vật Đồng thời N tồn nhiều dạng hợp chất vô cơ, hữu tự nhiên, sản phẩm công nghiệp nông nghiệp Trong hợp chất hóa học, nitơ tồn nhiều dạng hóa trị khác từ dạng khử NH4+, NH3 (N-3) đến dạng oxy hóa nitrat (N+5) Do nguyên tố N nhiều trạng thái hóa trị khác nhau, N tồn nhiều hợp chất hóa học, tham gia chuyển hóa nhiều chu trình khác Chu trình chuyển hóa dạng hợp chất vơ hữu chứa N quan trọng Trong mơi trường hiếu khí, thực vật chết protein động vật bị VSV phân hủy thải amoni phần amoni bị oxy hóa 27 thành nitrat/nitrit Nitrat, amoni từ phân hủy hiếu khí từ q trình cố định đạm tham gia xây dựng tế bào thực vật, VSV dạng hợp chất hữu Các động vật sử dụng hợp chất hữu để sản xuất protein Như vậy, tự nhiên, hợp chất N từ môi trường vào thể sinh vật qua nhiều dạng biến đổi sinh học, hóa học phức tạp trở lại môi trường tạo thành chu trình Tương tự N, P nguyên tố sống Các hợp chất P thành phần tham gia vào q trình sinh hóa tế bào động vật, thực vật Tuy nhiên, tự nhiên P tồn trạng thái hóa trị +5 nên hợp chất P tồn không nhiều hợp chất N Các hợp chất P bao gồm hợp chất muối este axit photphoric Khi phân li axit photphoric tạo thành gốc photphat Vi sinh vật sử dụng photphat để tạo hợp chất hữu chứa photphat tế bào như: axit nucleic, photpho lipit Các hợp chất P từ môi trường thâm nhập vào thể sinh vật qua nhiều cách khác nhau, tham gia vào q trình biến đổi hóa học, sinh học phức tạp để tạo lượng xây dựng tế bào sống, sau trở lại mơi trường tạo thành chu trình P Nguồn gốc photphat tự nhiên chủ yếu trình phân hủy hợp chất P hữu VSV thực Khi có cân chu trình chuyển hóa photphat tích tụ nhiều gây nên tượng nhiễm Trong môi trường, photphat tồn nước, đất trầm tích tính chất khơng bay dễ tạo thành kết tủa với ion nhôm, sắt, canxi Nguồn gốc nhân tạo Amoni photphat có sẵn mơi trường nước, khơng có tác động người, chúng tham gia q trình chuyển hóa tạo trạng thái cân Nguồn ô nhiễm amoni photphat người tạo thơng qua trình phát sinh chất thải chứa hợp chất hữu cơ, amoni photphat axit amin, protein, urin… Nguồn gốc phát thải amoni photphat vào môi trường phong phú như: nước thải, khí thải, chất thải rắn, quan trọng nước thải Một số nguồn nước thải gây ô nhiễm amoni photphat sau: nước thải sinh hoạt, nước thải cơng nghiệp, nước thải nông nghiệp, nước thải rỉ rác, nước thải biogas Nước thải sinh hoạt người động vật chứa lượng lớn thành phần N P thể người động vật hấp thu phần thức ăn, lại thải môi trường dạng chất thải rắn (phân, tế bào chết) dạng lỏng (nước tiểu, mồ hôi) Có nhiều loại nước thải sinh hoạt như: nước bể phốt, nước vệ 28 sinh hàng ngày, chất tẩy rửa tổng hợp Trong nước thải sinh hoạt, nồng độ nitrat nitrit thấp, chủ yếu amoni, chiếm 60 – 80% nồng độ tổng N [52] Nước thải công nghiệp thường chứa nhiều chất ô nhiễm khác Nguồn thải chứa hợp chất N P chủ yếu phát sinh từ số ngành công nghiệp đặc thù như: chế biến CSTN, chế biến thủy sản, giết mổ gia súc, sản xuất phân bón Trong loại nước thải amoni photphat chiếm tỷ trọng lớn hợp chất chứa N P Trong nông nghiệp, hợp chất N P phát sinh hoạt động canh tác nông nghiệp từ nguồn phân bón, hóa chất, thuốc bảo vệ thực vật, chất kích thích tăng trưởng dư thừa trồng không hấp thu Các hợp chất bị rửa trôi, phân hủy vào mơi trường đất, nước, khơng khí Nước rỉ rác phát sinh từ bãi chôn lấp rác tập trung Thành phần vật chất nước rỉ rác đa dạng chứa nhiều hợp chất N, P 2) Một số tính chất hóa học amoni, photphat biện pháp xử lý Amoni Trong môi trường nước, amoni tồn hai dạng amoni khơng ion hóa (NH3) amoni ion hóa (NH4+) thể dạng tổng amoni nitơ (TAN) Dạng cân NH3 NH4+ thể phương trình (1.2) Tùy thuộc vào điều kiện pH nhiệt độ, cân (1.2) dịch chuyển sang phải sang trái NH4+ + OH- NH3 + H2O (1.2) Dựa vào phản ứng (1.2) chuyển hóa NH4+ nước thành NH3 cách tăng pH làm cho cân chuyển dịch bên phải, sau tách NH3 phương pháp thổi khí Theo T V Fernandes cộng (2012), pH 9,25 nhiệt độ 200C, nồng độ NH3 NH4+ gần Khi pH dung dịch giảm, NH3 dung dịch giảm theo gần không tồn pH ≤ 6,5 200C, 350C 550C Trong môi trường trung tính pH nhiệt độ 350C, NH3 tồn khoảng 1% tổng amoni Ngược lại dung dịch tiến tới môi trường kiềm, pH ≥ 11, NH3 chiếm ưu gần không tồn NH4+ Hình 1.7 thể mối quan hệ NH4+ NH3 nước điều kiện nhiệt độ pH khác [53] N-NH3 (% tổng amoni) 29 pH Hình 1.7 Tỷ lệ N-NH3 tổng amoni theo điều kiện nhiệt độ pH Ion NH4+ có khả kết tủa với ion Mg2+ PO43- mơi trường kiềm tạo thành muối kép tan theo phản ứng (1.3): Mg2+ + NH4+ + HPO42- + 6H2O MgNH4PO46H2O↓+ H+ (1.3) Có thể ứng dụng phản ứng (1.3) để xử lý thu hồi đồng thời amoni photphat nước thải giàu amoni photphat Amoni tham gia phản ứng sinh hóa nhóm VSV nitrit/nitrat hóa Nitrosomonas Nitrobacter vi khuẩn oxy hóa amoni kỵ khí anammox Nhóm VSV Nitrosomonas oxy hố NH4+ thành NO2-, sau Nitrobacter làm chức chuyển hố NO2- thành NO3- Còn vi khuẩn anammox sử dụng nitrit để oxy hóa amoni thành khí nitơ tự Dựa vào phản ứng trên, trình XLNT giàu amoni phương pháp sinh học thiếu khí – hiếu khí anammox phát triển Ngồi ra, amoni tham gia phản ứng trao đổi ion phản ứng oxy hóa khử Các loại vật liệu có khả xử lý amoni theo phương pháp trao đổi ion chất trao đổi cation, zeolit, hợp chất alumosilicat tinh thể Trong số tác nhân oxi hóa clo, hydro peroxit, thường dùng để oxi hóa amoni thành sản phẩm N2, NO2-, NO3- Dựa vào tính chất này, phương pháp xử lý amoni phát triển để áp dụng xử lý nước nước thải Như vậy, phương pháp xử lý amoni thực phương pháp hóa lý, hóa học sinh học dựa nguyên tắc chuyển hóa amoni thành hợp chất khác tách loại, cách ly khỏi môi trường nước Các phương pháp hóa lý, hóa học bao gồm: sục khí làm bốc amoniac pH cao; trao đổi ion loại vật liệu trao đổi cation clo hóa tới điểm đột biến; kết tủa MAP Các phương pháp sinh học bao gồm: chuyển hóa amoni thành thành phần tế bào sinh khối 30 sinh vật; chuyển hóa amoni thành khí nitơ thơng qua q trình nitrit/nitrat hóa – khử nitrit/nitrat thực phản ứng oxy hóa khử trực tiếp amoni với nitrit trình anammox Hiệu xử lý khả sử dụng phương pháp khác phụ thuộc vào loại nước thải nồng độ amoni nước thải Photphat Trong môi trường nước, hợp chất P tồn dạng: P hữu cơ, photphat đơn, polyphotphat, muối photphat photpho tế bào sinh khối Photphat đơn tan nước bao gồm H2PO4-, HPO42-, PO43- Dựa vào tính chất hóa học photphat có biện pháp xử lý khác Hai phương pháp thường áp dụng để xử lý photphat kết tủa hóa học xử lý sinh học Kết tủa hóa học dựa nguyên tắc chuyển hóa photphat dạng không tan trước thực kỹ thuật tách chất lắng, lọc tách trực tiếp qua màng thích hợp Các chất sử dụng để kết tủa photphat ion nhôm, sắt, canxi nhằm tạo muối tương ứng có độ tan thấp Tích số tan (độ tan) sản phẩm tạo thành đặc trưng quan trọng trình kết tủa Tích số tan sản phẩm tạo thành nhỏ hiệu phản ứng kết tủa cao Phương pháp sinh học xử lý photphat dựa nguyên tắc sử dụng VSV tích tụ polyphotphat (Polyphosphate-accumulating organism, PAOs) để loại bỏ photpho nước thải Trong mơi trường kỵ khí, PAOs tiêu thụ hợp chất axit béo bay (VFA) đồng thời giải phóng photphat ngồi Trong mơi trường hiếu khí, PAOs tích lũy photpho dạng polyphotphat nhiều mức thể chúng cần Nồng độ photpho sinh khối tế bào PAOs – % khối lượng, cao nhiều lần với sinh khối vi khuẩn thông thường (1,0 – 1,5 % khối lượng) Trong trình xử lý photpho phương pháp sinh học, photpho loại bỏ khỏi nước thải thông qua việc loại bỏ bùn dư Như vậy, kết hợp trình kỵ khí hiếu khí để tạo điều kiện thuận lợi cho PAOs phát triển nâng cao hiệu xử lý photpho nước thải trình sinh học Tổng hợp hợp chất photpho khả chuyển hóa chúng thể Bảng 1.4 [52] 31 Bảng 1.4 Hợp chất photpho khả chuyển hóa TT Hợp chất Khả chuyển hóa Photpho hữu Phân hủy thành photphat đơn trùng ngưng Photphat đơn Tan, phản ứng tạo muối, tham gia phản ứng sinh hóa Polyphotphat Ít tan, có khả tạo muối, tham gia phản ứng sinh hóa Muối photphat Phần lớn có độ tan thấp hình thành từ photphat đơn Photpho tế bào Thành phần tế bào 1.4.2.2 Tình hình nghiên cứu thu hồi amoni photphat kết tủa MAP 1) Giới thiệu MAP Kết tủa MAP, hay kết tủa struvite, xem phương pháp hiệu việc thu hồi photpho photphate (P–photphat) nitơ amoni (N–amoni) từ nước thải MAP hợp chất tinh thể vô màu trắng magie, amoni photpho tỷ lệ mol nhau, nhóm PO43- tứ diện, Mg(6H2O)2+ bát diện NH4+ liên kết với liên kết hidro [54, 55] Theo phương trình (1.3), điều kiện cần thiết để phản ứng kết tủa MAP xảy tồn thành phần magie, amoni phốt phát nước thải môi trường kiềm Các loại nước thải có khả hội đủ tất yếu tố cho tạo thành MAP Do muốn kết tủa MAP cần bổ sung thành phần thiếu Tùy theo mục tiêu xử lý, thu hồi amoni hay photphat đồng thời amoni photphat để bổ sung thành phần thiếu hợp lý đạt hiệu tốt theo mục tiêu ưu tiên Theo cơng thức hóa học, tỷ lệ khối lượng (%) nguyên tố Mg; N; H; P O MAP 9,91%; 5,7%; 6,52%; 12,64% 65,23% Các phản ứng tạo MAP thực môi trường kiềm MAP không tan môi trường kiềm tan môi trường axit Do có độ tan thấp, 10-12,6 (Bảng 1.4), MAP trở thành sản phẩm thương mại tiềm cho ngành công nghiệp phân bón tốc độ nhả chậm tạp chất so với loại phân bón thơng thường [56, 57] 2) Tình hình nghiên cứu thu hồi MAP Ngoài nước Trên giới nghiên cứu xử lý, thu hồi MAP bắt đầu thực từ năm 1980 [58] gần ngày quan tâm, đặc biệt với loại 32 nước thải chăn nuôi, nước thải rỉ rác, nước thải giàu chất dinh dưỡng sau hệ thống xử lý kỵ khí [54, 55, 59-63] Có nhiều yếu tố ảnh hưởng đến hiệu trình tạo MAP như: pH; tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43-; nguồn bổ sung magie, photphat; thời gian phản ứng; nhiệt độ; tốc độ khuấy; thành phần nước thải… Ảnh hưởng quan trọng đến hình thành kết tủa MAP pH Trong môi trường pH thấp, kết tinh MAP tan nhanh dung dịch, pH cao hình thành kết tủa khác ngồi MAP làm giảm chất lượng kết tinh MAP hiệu suất loại bỏ amoni Các nghiên cứu ảnh hưởng pH đến trình tạo MAP nhiều tác giả thực đưa khoảng pH tối ưu tương đối rộng Khoảng pH tối ưu cho hiệu loại bỏ amoni photphat – 11 với hiệu đạt cao đến 98% tùy thuộc vào tỷ lệ Mg2+ : NH4+ : PO43-, thời gian phản ứng nồng độ amoni, photphat ban đầu [64-75] Ngoài yếu tố pH, tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- ảnh hưởng lớn đến trình tạo MAP Có nhiều nghiên cứu với tỷ lệ mol khác thực đưa tỷ lệ mol tối ưu khác tùy thuộc vào loại nước thải; nguồn bổ sung magie, photphat, amoni; mục đích nghiên cứu loại bỏ amoni, photphat, loại bỏ đồng thời amoni photphat Nghiên cứu D Zhang cộng (2012) cho thấy tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- 1,0 : 1,2 : 1,0 tối ưu cho hiệu suất loại bỏ amoni, photphat, COD nước thải chăn nuôi lợn pH 10 điều kiện khuấy 10 phút đầu với tốc độ 400 vòng/phút sau khuấy tiếp 30 phút với tốc độ 160 vòng/phút Hiệu suất xử lý amoni, photphat, COD 87%, 99% 22,1% [76]; A Uysal công (2010) nghiên cứu nước thải từ q trình kỵ khí cho thấy hiệu suất loại bỏ amoni cao pH 9,0 tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43là 1,5 : 1,0 : 1,0 [77] Nhìn chung, có nhiều nghiên cứu ảnh hưởng tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- đến hiệu suất loại bỏ amoni phophat, tác giả đưa nhiều tỷ lệ mol tối ưu phụ thuộc vào loại hình nước thải yếu tố ảnh hưởng khác Phần lớn loại nước thải có nồng độ N–amoni cao, loại có đầy đủ thành phần magie photphat, nghiên cứu tạo MAP cần bổ sung nguồn từ bên Các nguồn bổ sung magie bao gồm: MgCl2.6H2O; Mg(OH)2; MgO; nước ót (MgSO4) Một số tác giả sử dụng nước ót [60, 61, 74], Mg(OH)2 [62, 78] làm nguồn bổ sung magie Trong đó, phần lớn tác giả khác sử dụng 33 MgCl2.6H2O cho mục đích [60, 62, 63, 75, 78-84] Để giải thích cho lựa chọn trên, K Yetilmezsoy Z.S Zengin (2008) cho việc sử dụng MgCl2.6H2O MgSO4 không ảnh hưởng đến việc loại bỏ amoni [82]; C D Iaconi cộng (2010) cho thấy sử dụng MgO làm nguồn bổ sung magie cho hiệu loại bỏ amoni thấp (67%) đặc tính tan MgO [55]; D Kim cộng (2007) khuyến cáo không nên sử dụng Mg(OH)2 làm nguồn bổ sung magie cho kết tủa MAP hiệu loại bỏ amoni khoảng 60% [85]; đồng quan điểm này, L.D Xavier cho rằng, mơi trường nước Mg(OH)2 có độ tan thấp MgCl2 nên sử dụng Mg(OH)2 làm nguồn bổ sung magie, hiệu suất loại bỏ amoni đạt khoảng 62% [62] Các nguồn bổ sung PO43- KH2PO4, H3PO4, Na2HPO4, Ca(H2PO4)2, đó, thường dùng axit phosphoric (H3PO4) có giá thành rẻ không làm tăng độ mặn chất lại [86-88] Các nghiên cứu trước nhiệt độ có khả ảnh hưởng đến trình hình thành tinh thể MAP tác động đến ion hoạt động độ tan sản phẩm Tuy nhiên nhiệt độ khoảng 25 – 40oC (nhiệt độ phòng) khơng ảnh hưởng nhiều đến q trình tạo MAP [88, 89] Trong nước Tại Việt Nam nay, chưa có nhiều cơng trình nghiên cứu xử lý, thu hồi amoni photpho nước thải, số nghiên cứu Việt Nam sau: Lê Văn Dũng (2016) nghiên cứu sử dụng nước ót làm nguồn bổ sung magie nghiên cứu thu hồi đồng thời amoni photphat nước thải biogas Tác giả khảo sát yếu tố ảnh hưởng đến q trình kết tủa từ hóa chất nước thải biogas với điều kiện: tỷ lệ mol; pH; thời gian phản ứng; có mặt số ion kim loại, axit hữu nước thải xác định điều kiện tối ưu cho trình: tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- 1,2 : 1,0 : 1,0; pH 10 thời gian phản ứng 20 phút Trên sở điều kiện tối ưu, nghiên cứu thu hồi amoni, photphat nước thải biogas với kết sau: trường hợp sử dụng nguồn bổ sung magie photpho từ hóa chất cơng nghiệp MgSO4.7H2O 99% Na3PO4.12H2O 98%, hiệu suất thu hồi amoni, photphat lượng kết tủa thu 80,6%, 97,72%, 11,46 g/L; trường hợp sử dụng nước ót nguồn bổ sung magie (thay MgSO4.7H2O 99%), hiệu suất thu hồi amoni, photphat lượng kết tủa thu 78,32%, 98,22%, 10,33 g/L Ngoài nghiên cứu này, xác định 34 thành phần hóa học kết tủa thu được, so sánh đặc trưng với kết tủa thu từ nguồn nguyên liệu khác, đồng thời bước đầu thử nghiệm sản phẩm MAP thu làm phân bón cho lúa [74] Phạm Hương Quỳnh (2016) nghiên cứu xử lý nước rỉ rác theo hướng thu hồi nitơ tiết kiệm lượng Kết nghiên cứu điều kiện tối ưu cho trình tạo MAP nước thải giả định (nước thải pha) sau: pH = 9; tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- 1,0 : 1,9 : 1,0; thời gian phản ứng 60 phút; tốc độ khuấy 50 vòng/phút Trong nghiên cứu cho thấy pH, thời gian phản ứng tốc độ khuấy có ảnh hưởng đến kích thước tinh thể thu Khi pH tăng, kích thước tinh thể tăng, pH > 9,5 hình thành lượng magie photphat ảnh hưởng đến q trình tạo MAP, kích thước tinh thể giảm Trong đó, kích thước tinh thể tăng tuyến tính với thời gian phản ứng, tăng thời gian phản ứng từ phút đến 180 phút, kích thước tinh thể tăng khoảng 87 – 120 µm 4.000 – 4.600 µm Ở khía cạnh khác, tốc độ khuấy cao làm cho tinh thể va đập mạnh với dẫn đến tinh thể bị gẫy vụn làm kích thước giảm Nghiên cứu áp dụng điều kiện tối ưu để tách nitơ nước rỉ rác với nồng độ N-amoni ban đầu 314 mg/L Một số kết của nghiên cứu đối tượng nước rỉ rác sau: hiệu suất loại bỏ amoni: 52 – 53%; hiệu suất loại bỏ photphat: 95 – 96%; hiệu suất loại bỏ magie: 95 – 97%; hiệu suất loại bỏ COD: 25 – 26%; kích thước tinh thể 322 – 455,8 µm lượng kết tủa Map thô thu cao 2,34 g/L nước rác [75] Như vậy, nghiên cứu thu hồi MAP loại nước thải thực từ lâu giới với nhiều loại nước thải giàu dinh dưỡng Tuy nhiên, nghiên cứu nước thải chế biến CSTN chưa quan tâm nghiên cứu giới nước ta 1.4.3 Phương pháp sinh học hiếu khí, thiếu khí 1.4.3.1 Q trình phân hủy hiếu khí, thiếu khí Q trình phân hủy hiếu khí: q trình phân hủy chất hữu nitơ nước thải VSV điều kiện có oxy Quá trình phân hủy chất hữu VSV hiếu khí mơ tả phương trình sau [90] (CHO)nNS + O2 CO2 + H2O + NH4+ + H2S + Tế bào VSV + H (1.4) Trong điều kiện hiếu khí NH4+ H2S bị oxy hóa nhờ q trình nitrit/nitrat hóa, sulfat hóa VSV tự dưỡng 35 Q trình thiếu khí: q trình khử nitrit/nitrat thành N2 điều kiện khơng có oxy phân tử Khác với q trình hiếu khí, q trình khử nitrit/nitrat sử dụng oxy từ nitrit/nitrat nên gọi anoxic (thiếu khí) Các VSV VSV dị dưỡng nghĩa cần nguồn cacbon hữu để tạo nên sinh khối Phương trình rút gọn q trình thiếu khí sau: NO2-/NO3- + Cơ chất hữu N2 + CO2 + H2O + OH- + Tế bào VSV (1.5) Cơ chế trình phân hủy hiếu khí, thiếu khí Cơ chế loại bỏ hợp chất hữu Theo W W Eckenfelder D J O'Connor (1961) q trình phân hủy hiếu khí gồm giai đoạn: Oxy hóa chất hữu (quá trình phân hủy); tổng hợp xây dựng tế bào (q trình đồng hóa); hơ hấp nội bào hay tự oxy hóa chất liệu tế bào (q trình dị hóa) Các giai đoạn q trình phân hủy hiếu khí biểu thị phản ứng sau [91]: – Giai đoạn 1: Oxy hóa chất hữu Enzim CxHyOzN + (x + y/4 + z/3 + 3/4)O2 xCO2 + [(y-3)/2]H2O + NH3 + H (1.6) – Giai đoạn 2: Tổng hợp để xây dựng tế bào Enzim CxHyOzN + NH3 + O2 xCO2 + C5H7NO2 -H (1.7) – Giai đoạn 3: Hô hấp nội bào Enzim C5H7NO2 + 5O2 5CO2 + 2H2O + NH3 + H (1.8) Trong phản ứng CxHyOzN cơng thức tổng qt nước thải, C5H7NO2 cơng thức theo tỉ lệ trung bình ngun tố tế bào VSV, ± H lượng sinh hay hấp thu vào Đối với hợp chất hữu chứa S thể theo kiểu phương trình tổng quát Cơ chế loại bỏ nitơ Quá trình loại bỏ nitơ nước phương pháp sinh học hiếu – thiếu khí thực thơng qua hai q trình nối tiếp nitrit/nitrat hóa khử nitrit/nitrat - Quá trình nitrit/nitrat hóa Trong mơi trường nước, từ hợp chất hữu amoni VSV tổng hợp để xây dựng tế bào theo phản ứng (1.6) Lượng amoni dư không dùng hết cho việc xây dựng tế bào vi khuẩn Nitrosomonas chuyển hóa thành nitrit (NO2-), vi khuẩn Nitrobacter chuyển thành nitrat (NO3-) 36 Q trình nitrit/nitrat hóa mặt hóa học với tham gia VSV thể sau: NO2- + 2H+ + H2O NH4+ + 1,5O2 (1.9) NO2- + 0,5O2 NO3- (1.10) Nitrosomonas Nitrobacter Phương trình tổng: NO3- + 2H+ + H2O NH4+ + 2O2 VSV (1.11) - Quá trình khử nitrit/nitrat Quá trình khử nitrit/nitrat thực nhờ vi khuẩn khử nitrit/nitrat điều kiện thiếu khí Một số vi khuẩn khử nitrit/nitrat sau: Achromobacter, Aerobacter, Alcaligenes, Bacillus, Brevibaterium, Lactobacillus, Micrococcus, Proteus, Spirrillum, Thiobaccilus Các vi khuẩn khử nitrit/nitrat vi khuẩn dị dưỡng có khả khác việc khử nitrit/nitrat theo bốn phản ứng nối tiếp sau: NO3- NO2- NO (k) N2O (k) N2 (k) (1.12) Quá trình đòi hỏi nguồn chất – chất cho điện tử, chúng chất hữu (phổ biến dạng cacbon hữu cơ), H2 S Khi có mặt đồng thời NO3- chất cho điện tử, chất cho điện tử bị oxy hoá, đồng thời NO3- nhận điện tử bị khử N2 Phần lớn vi khuẩn khử nitrat dị dưỡng nghĩa chúng dùng cacbon hữu mà chúng ôxy hố để tổng hợp tế bào Chỉ có Thiobacilus sử dụng nguồn điện tử từ S nguyên tố để tạo lượng nguồn cacbon vô (từ CO2 HCO3-) để tổng hợp tế bào Các phương trình tỉ lượng trình khử nitrat phụ thuộc vào chất nguồn cacbon sử dụng sau: 3N2 + 5CO2 + 7H2O + 6OH6NO3- + 5CH3OH VSV (1.13) 4N2 + 10CO2 + 6H2O + 8OH (1.14) 8NO3- + 5CH3COOH VSV 4N2 + 5CO2 + 6H2O + 8OH8NO3- + 5CH4 VSV (1.15) Đối với trường hợp nguồn chất hữu nước thải, phương trình tỉ lượng khử nitrat sau: 5N2 + 10CO2 + 3H2O + NH3 + 10OH10NO3- + C10H19O3N VSV (1.16) Trong đó, C10 H19O3N cơng thức trung bình nước thải sinh hoạt 37 Q trình chuyển hóa nitơ nước phương pháp sinh học thể theo sơ đồ Hình 1.8 [92] Ni tơ hữu (Protein, Peptit, axit amin…) urê Phân hủy kỵ khí, hiếu khí Oxy hóa nội sinh N – amoni Đồng hóa Nitơ thành phần tế bào vi khuẩn Nitrosomonas O2 Nitrat hóa Tế bào vi khuẩn chết Anammox Nitrit (NO2-) Khử nitrat: Nitrobacter (P denitrificans, B lichenifomis, Thiobacillus denitrificans) O2 - NO2- NO (k) N2O (k) Nitrat (NO3 ) Nitơ phân tử (N2) Anoxic (thiếu khí) Cacbon hữu Khử nitrat Hình 1.8 Chuyển hóa hợp chất nitơ xử lý sinh học 1) Các yếu tố ảnh hưởng đến trình phân hủy hiếu khí Một số yếu tố ảnh hưởng đến q trình phân hủy hiếu khí sau: Nồng độ oxy hòa tan (DO): Trong phân hủy hiếu khí, yếu tố quan trọng ảnh hưởng đến toàn trình nồng độ DO nước Nồng độ DO nước phải đủ để cung cấp cho đời sống VSV phản ứng oxy hóa khử Oxy cung cấp cho trình phân hủy chất hữu chia thành hai pha: pha cacbon – phân hủy hợp chất hidratcacbon giải phóng lượng, CO2, H2O số vật liệu tế bào; pha nitơ phân hủy hợp chất hữu có chứa N phân tử protein, sản phẩm phân hủy trung gian giải phóng amoni, nguồn nitơ dinh dưỡng VSV sử dụng trực tiếp để xây dựng tế bào 38 Trong hệ thống xử lý hiếu khí, nồng độ DO cao làm tăng chi phí xử lý, nồng độ DO thấp làm giảm hiệu xử lý hệ thống Nồng độ oxy cần thiết để VSV hoạt động điều kiện khác sau: hiếu khí: DO khoảng 1,5 – mg/L; thiếu khí (khử nitrat): DO < 0,2 mg/L [91-94] Nhiệt độ: Các phản ứng hóa sinh VSV phản ứng enzim xúc tác Do nhiệt độ ảnh hưởng lớn đến đời sống VSV động học phản ứng enzim Các VSV tham gia trình phân hủy hiếu khí thường nhóm ưa ấm Nhiệt độ thích hợp khoảng 20 – 40oC, tối ưu 25 – 35oC [92-95] Tốc độ xử lý BOD tăng nhanh tăng nhiệt độ (đến giới hạn trên) theo hàm số mũ sau: Kt = K20 1,065t-20 Với Kt, K20 số tốc độ xử lý BOD nhiệt độ t 20oC (m3/kg/ngày) pH: Các VSV thường hoạt động khoảng pH rộng (pH từ – 9) tùy thuộc vào loại VSV khác Đối với VSV hiếu – thiếu khí, khoảng pH tối ưu 6,5 – 8,5 [92, 95, 96] Thành phần dinh dưỡng: Các VSV nói chung, VSV hiếu khí nói riêng sử dụng chất dinh dưỡng nguồn chất cacbon để xây dựng tế bào phát triển Do để VSV thực chức phân hủy chất ô nhiễm cần cung cấp đủ nhu cầu dinh dưỡng, đặc biệt nitơ photpho dạng muối dinh dưỡng Trong trường hợp thiếu nguồn chất dinh dưỡng ngăn cản q trình oxi hóa sinh hóa Thiếu nitơ cách lâu dài, ngồi việc cản trở q trình oxi hóa sinh hóa tạo bùn hoạt tính khó lắng trôi theo nước thải khỏi hệ thống xử lý Trong thiếu nguồn cung photpho tạo VSV dạng sợi làm cho trình lắng diễn chậm giảm hiệu suất xử lý Nhu cầu chất dinh dưỡng tùy thuộc vào loại VSV, VSV hiếu khí tỷ lệ thích hợp loại hợp chất dinh dưỡng BOD : N : P = 100 : : [93, 95] Ngoài chất sinh dưỡng nitơ photpho, VSV cần lượng nhỏ chất sinh dưỡng khác K, Ca, Mg, Fe, S Thơng thường ngun tố có nước thải nên q trình xử lý khơng cần bổ sung Tỷ lệ BOD COD: 39 Trong xử lý sinh học hiếu khí, tỷ lệ BOD COD đóng vai trò quan trọng, ảnh hưởng đến hiệu suất xử lý Tỷ lệ thích hợp để xử lý sinh học hiếu khí BOD/COD ≥ 0,5 COD/BOD ≤ [92] Trong trường hợp COD lớn nhiều lần BOD, cần thiết hực công đoạn xử lý sinh học kỵ khí trước xử lý hiếu khí Các kim loại: Trong nước thải thường chứa kim loại, đặc biệt kim loại nặng Muối kim loại thường ảnh hưởng đến trình sinh trưởng phát triển VSV Khi nồng độ kim loại nước thải vượt nồng độ cho phép gây ức chế q trình sinh trưởng phát triển VSV dẫn đến VSV bị chết ảnh hưởng đến hiệu suất xử lý hệ thống Mức độ độc hại kim loại đến VSV khác tùy thuộc loại VSV Theo Lương Đức Phẩm (2012) mức độ độc hại kim loại xếp theo thứ tự sau [92]: Sb > Ag > Cu > Hg > Co ≥ Ni ≥ Pb > Cr+3> V ≥ Cd > Zn > Fe 2) Các dạng cơng nghệ sinh học hiếu khí Các cơng nghệ sinh học hiếu khí XLNT phân chia theo hai dạng sinh trưởng VSV: sinh trưởng lơ lửng (bùn hoạt tính) sinh trưởng bám dính (lọc sinh học) Bùn hoạt tính Phương pháp XLNT bể phản ứng sinh học hiếu khí (aerotank) sử dụng kỹ thuật bùn hoạt tính nhà khoa học người Anh đề xuất từ năm 1887, đến năm 1914 áp dụng thực tế phát triển rộng rãi ngày để XLNT sinh hoạt công nghiệp Bùn hoạt tính bao gồm VSV sống kết lại thành dạng hạt dạng bơng Trong q trình XLNT, bùn hoạt tính trộn với nước thải bể aerotank Aerotank phân loại theo chế độ thủy động lực dòng chảy vào; chế độ làm việc bùn hoạt tính; cấu tạo aerotank Một số dạng aerotank thường dùng XLNT sau: Bể aerotank truyền thống (phương pháp hiếu khí – thiếu khí truyền thống); bể aerotank tải trọng cao; bể aerotank cấp khí giảm dần theo dòng chảy; bể aerotank nhiều bậc; bể aerotank ổn định – tiếp xúc (bể aerotank có ngăn tiếp xúc với 40 bùn hoạt tính ổn định); bể aerotank thơng khí kéo dài; bể aerotank thơng khí cao có khuấy đảo hồn chỉnh; mương oxy hóa Lọc sinh học Phương pháp lọc sinh học áp dụng lần xử lý nước nói chung, XLNT nói riêng Mỹ năm 1891 Anh năm 1893 Về nguyên lý, phương pháp dựa trình hoạt động VSV màng sinh học, oxy hóa chất bẩn có nước Các màng sinh học, có độ dày từ 0,1 – 0,4 mm, tập thể VSV hiếu khí, thiếu khí kị khí Các vi khuẩn hiếu khí tập trung phần lớp ngồi màng sinh học sinh trưởng dính bám hay gắn kết với giá mang loại vật liệu lọc Các VSV hiếu khí thực q trình oxy hóa chất hữu nitrit/nitrat hóa Phía lớp màng hiếu khí tập hợp VSV thiếu khí, thực q trình khử nitrit/nitrat Phía màng sinh học có VSV kỵ khí, thực q trình phân hủy kị khí chất hữu Một số dạng lọc sinh học thường sử dụng XLNT như: Lọc sinh học với vật liệu tiếp xúc không ngập nước (lọc nhỏ giọt); lọc sinh học với vật liệu tiếp xúc ngập nước; lọc sinh học với lớp vật liệu hạt cố định; đĩa quay sinh học 1.4.3.2 Tình hình nghiên cứu, ứng dụng SBR 1) Giới thiệu SBR Thiết bị phản ứng theo mẻ luân phiên (SBR) dạng công trình xử lí nước thải dựa sở sinh trưởng lơ lửng VSV (phương pháp bùn hoạt tính), giai đoạn sục khí lắng diễn bể, hoạt động theo chu kỳ gián đoạn Trong chu kỳ hoạt động SBR bao gồm giai đoạn (Hình 1.9): – làm đầy; – Phản ứng (thổi khí thực q trình hiếu khí; khuấy – thổi khí nối tiếp thực q trình thiếu – hiếu khí); – lắng trong; – xả nước; – chờ, nghỉ – Giai đoạn làm đầy: cấp nước thải tự chảy bơm vào bể theo lưu lượng mức định trước Giai đoạn làm đầy trạng thái tĩnh, khuấy trộn sục khí tùy thuộc vào chế độ vận hành thiết bị đối tượng cần xử lý Trong trình làm đầy phải đảm bảo cho dòng chảy điều hòa, khơng mạnh để tạo tiếp xúc tốt nước thải VSV, khơng q lâu để đảm bảo tính kinh tế – Giai đoạn phản ứng + Hiếu khí: Nếu muốn thực q trình hiếu khí khơng khí sục vào để cấp oxy cho trình phân hủy hiếu khí chất bẩn nước thải Việc thổi khí 41 đồng thời khuấy trộn làm tăng khả tiếp xúc nước thải bùn hoạt tính Thời gian thổi khí phụ thuộc chất lượng nước thải yêu cầu mức độ xử lý Trong giai đoạn này, trình phân hủy chất hữu nitrit/nitrat hóa xảy ra, cần kiểm sốt lưu lượng cấp khí thơng qua số DO thông số đầu vào khác BOD, COD, N, P, nhiệt độ, pH… để tạo bùn hoạt tính hiệu cho q trình lắng + Thiếu – Hiếu khí kết hợp: Nếu muốn nâng cao khả xử lý nitơ, giai đoạn khuấy (khơng sục khí) trước giai đoạn sục khí bổ sung để tạo nên chu trình thiếu - hiếu khí Người ta có thực nhiều chu trình thiếu – hiếu khí tùy thuộc vào đặc trưng nước thải mục đích xử lý Một nhiều chu trình thiếu – hiếu khí Làm đầy Sục khí Khuấy trộn Phản ứng Chờ Lắng Xả nước Xả bùn Hình 1.9 Chu kỳ hoạt động thiết bị SBR – Giai đoạn lắng: bùn hoạt tính chất rắn nước thải tách lắng xuống, q trình lắng diễn mơi trường tĩnh Thời gian lắng phụ thuộc vào chất lượng bùn hoạt tính, chế độ vận hành cấu tạo hệ thống SBR, thông thường thời gian lắng nhỏ Trong hệ thống SBR, khơng có dòng chảy đầu vào ảnh hưởng đến giai đoạn lắng hệ thống bùn hoạt tính thơng thường – Giai đoạn xả nước: nước lắng phần SBR tháo ngồi thơng qua hệ thống thu nước thải Thời gian giai đoạn vừa đủ để tháo lượng nước với lượng cấp vào SBR Tùy thuộc vào lượng bùn SBR, cần bùn lắng tháo giai đoạn 42 – Giai đoạn chờ: giai đoạn xảy giai đoạn xả nước làm đầy, nước thải xử lý loại bỏ nước thải bơm vào Thời gian chờ phụ thuộc vào thời gian vận hành bốn giai đoạn trên, chế độ vận hành cấu tạo hệ thống SBR Trong số trường hợp, giai đoạn sử dụng để xả bùn thải vệ sinh lại thiết bị sục khí, cánh khuấy… Như vậy, phương pháp SBR khắc phục phần lớn nhược điểm phương pháp hiếu khí – thiếu khí truyền thống lọc sinh học như: khơng cần bể lắng sau trình xử lý sinh học; kết hợp q trình hiếu khí thiếu khí thiết bị, qua tăng hiệu suất xử lý nitơ Mặc dù vậy, chu kỳ hoạt động SBR cần diễn qua giai đoạn nên cần diện tích xây dựng lớn Hơn nữa, với hệ thống SBR thơng thường, để thực q trình thiếu khí thường thực cách dừng cấp khí làm giảm khả đảo trộn, giảm tiếp xúc bùn hoạt tính nước thải dẫn đến giảm hiệu suất q trình khử nitrat nói riêng, giảm hiệu suất xử lý hợp chất nitơ nói chung 2) Tình hình nghiên cứu, ứng dụng SBR Trên giới S V Mohan cộng (2005) sử dụng SBR để XLNT nhà máy XLNT thu gom từ khoảng 100 nhà máy sản xuất nhiều loại hóa chất, thuốc dược phẩm, thuốc trừ sâu hóa chất trung gian khác Nồng độ (mg/L) COD, BOD, SS, TN, SO42-, PO43-, Cl nước thải sau: 6.000, 2.600, 900, 125, 1.750, 360, 5.000 Tổng thời gian mẻ xử lý 24 giờ, đó: giai đoạn cấp nước: 15 phút; giai đoạn phản ứng: 23 giờ; giai đoạn lắng: 30 phút; giai đoạn tháo nước: 15 phút Sau giai đoạn khởi động, thí nghiệm thực ba tháng với mức OLR khác nhau: 1,0 kg COD/m3ngày; 1,7 kg COD/m3ngày; 3,5 kg COD/m3ngày Kết cho thấy hiệu suất xử lý COD BOD 66% 92% mức OLR 1,0 kg COD/m3ngày; 47% 72% mức OLR 1,7 kg COD/m3ngày; 35% 57% mức OLR 3,5 kg COD/m3ngày Thời gian ổn định SBR tăng mức OLR từ 0,8 đến 1,0 kg COD/m3ngày ngày; từ 1,0 đến 1,7 kg COD/m3ngày ngày; từ 1,7 đến 3,5 kg COD/m3ngày ngày Trong hiệu suất xử lý PO43- đạt 8% tất mức OLR nghiên cứu [97] A Debsarkar (2006) sử dụng SBR để nghiên cứu xử lý đồng thời hợp chất hữu nitơ phòng thí nghiệm với nước thải pha, COD 1.000 ± 100 mg/L, amoni 40 43 90 mg/L Thời gian mẻ xử lý với thời gian pha hiếu khí – thiếu khí (giờ) – 4, – 3, – Kết cho thấy, thời gian pha hiếu khí từ – không ảnh hưởng nhiều đến hiệu suất xử lý COD Thời gian hiếu khí dài (5 giờ) làm tăng mức độ nitrat hóa ảnh hưởng đến hiệu suất xử lý nitrat khơng đủ thời gian thiếu khí để thực trình khử nitrat Để xử lý đồng thời hợp chất hữu nitơ, thời gian tối ưu pha hiếu khí – thiếu khí – Hiệu suất xử lý COD, N–amoni TN đạt 91 – 94%, 88 – 100% 73 – 75% [98] P Fongsatitkul cộng (2008) sử dụng thiết bị SBR để nghiên cứu ảnh hưởng tỷ lệ thời gian thiếu khí/hiếu khí OLR đến hiệu suất xử lý chất hữu cơ, nitơ photpho nước thải sinh hoạt Nước thải sử dụng nghiên cứu nước thải sinh hoạt nhà máy XLNT Huay Kwang, Bangkok, Thái Lan có bổ sung thêm nước thải cơng nghiệp đóng hộp trái để bổ sung thêm nguồn cacbon Nước thải sinh hoạt có COD, BOD, TN, TP 420 ± 48 mg/L, 399 ± 15 mg/L, 65,6 ± 9,9 mg/L, 8,9 ± 0,84 mg/L Trong nước thải cơng nghiệp đóng hộp trái có COD, BOD, TN, TP 5.767 ± 601 mg/L, 5.046 ± 530 mg/L, 24,2 ± 1,4 mg/L, 52,6 ± 4,6 mg/L Thời gian mẻ xử lý 12 giờ, thời gian pha hiếu khí – thiếu khí – lắng, tháo nước, chờ – 2,5 – 1,5 Kết nghiên cứu cho thấy tỷ lệ COD: TN nước thải sinh hoạt 6,4 : không thuận lợi cho việc xử lý photpho Khi bổ sung thêm đường glucose vào nước thải sinh hoạt để tăng tỷ lệ COD : TN đạt 10 : 1, hiệu suất xử lý COD, TN, TP đạt 95% Khi bổ sung thêm nước thải cơng nghiệp đóng hộp trái vào nước thải sinh hoạt để đạt tỷ lệ COD : TN tương tự, hiệu suất xử lý COD đạt 95%, hiệu suất xử lý TN TP giảm 79% 66% Các nghiên cứu tỷ lệ thời gian pha thiếu khí/hiếu khí cho thấy tỷ lệ tối ưu 0,33 [99] M Arbabi cộng (2012) nghiên cứu tối ưu hóa SBR để xử lý nitơ photpho nước thải Nước thải sử dụng nước thải pha phòng thí nghiệm với glucose sử dụng để cung cấp nguồn cacbon Bùn giống lấy từ nhà máy XLNT sinh hoạt thành phố Kết nghiên cứu cho thấy, hiệu suất xử lý photpho hòa tan, COD hòa tan, tổng COD amoni 92%, 95%, 80% 85% [100] T J Ghehi cộng (2014) nghiên cứu xử lý đồng thời nitơ photpho nước thải pha thiết bị SBR với tỷ lệ C : N : P 100 : : 1; 50 : : 1; 25 : : 1, thời gian thí nghiệm 279 ngày Kết với tỷ lệ C : N : P 44 khác nhau, hiệu suất xử lý COD bị ảnh hưởng đạt khoảng 94% Tuy nhiên giá trị COD nước thải tỷ lệ 25 : : thấp so với hai tỷ lệ lại Trong đó, tỷ lệ COD : N : P tối ưu cho xử lý TN TP 100 : : với hiệu suất xử lý đạt 88,31% 97,56% [101] M M Bob cộng (2015) nghiên cứu trình hình thành bùn hạt hiếu khí SBR để XLNT điều kiện khí hậu nóng Thời gian mẻ xử lý với điều kiện nhiệt độ 400C sử dụng nước thải pha phòng thí nghiệm Bùn giống lấy từ hệ thống XLNT thành phố Madinah, Ả-rập Xê-út Sau 30 ngày hoạt động, bùn hạt hình thành có kích thước trung bình 2,42 mm Hiệu suất xử lý COD, N–amoni TP đạt 87,31%, 91,93% 61,25% Kết cho thấy bùn hạt phát triển nhiệt độ cao cơng nghệ áp dụng để XLNT khu vực có điều kiện nắng nóng, độ ẩm thấp [102] X Song cộng (2017) nghiên cứu chế độ hoạt động SBR để xử lý nitơ nước thải mô trạm dịch vụ đường cao tốc (nước thải pha) Nồng độ COD N-amoni 950 – 1.000 mg/L 95 – 105 mg/L Trong nghiên cứu này, chế độ hoạt động SBR với ba chu trình thiếu – hiếu khí, cấp nước thực Hiệu suất xử lý COD, N-amoni TN đạt 96%, 99%, 92% [103] Tại Việt Nam Lê Quang Huy cộng (2009) ứng dụng trình thiếu khí mẻ (Anoxic sequencing batch reactor – ASBR) để xử lý oxit nitơ nồng độ cao nước rác Mơ hình thí nghiệm tương tự SBR truyền thống khơng có pha hiếu khí, pha thiếu khí khuấy trộn mơ tơ khuấy điều chỉnh tốc độ Hiệu suất xử lý nitrit TN, có bổ sung nguồn cacbon, đạt 95%, từ 83 – 87% mức tải trọng 0,115 kgN-NO2khử/m3ngày hay 0,015 gN- NO2khử/gMLSS.ngày, HRT = 144 Tỷ lệ bổ sung cacbon (glucose) tối ưu cho trình khử nitrit COD : TN = : [104] Nguyễn Trọng Lực cộng (2009) nghiên cứu tạo bùn hạt hiếu khí khử COD amoni thiết bị phản ứng khí nâng mẻ ln phiên (Sequencing batch airlift reactor – SBAR) đối tượng nước thải pha với COD, N–amoni, P– photpho 600 – 1.200 mg/L, 26 – 60 mg/L, 13 – 26 mg/L Sau 61 ngày vận hành, bùn hạt hình thành có đường kính từ – 1,2 mm, tăng dần đến mm sau 80 45 ngày Bùn hạt có vận tốc lắng 36 – 54 m/h, SVI 11,4 – 44,2 ml/g Hiệu suất xử lý COD N–amoni hai mức OLR 2,6 5,2 kg COD/m3ngày đạt 96% 75 – 90% [105] Nguyễn Thị Thanh Phương cộng (2013) nghiên cứu hình thành bùn hạt SBR để XLNT nhà máy chế biến tinh bột sắn Bình Phước, nước thải qua xử lý sinh học kỵ khí Nồng độ COD; N-amoni; TN; P-photphat nước thải 2.842 ± 308 mg/L; 19,2 ± 3,5 mg/L; 72,3 ± 5,8 mg/L; 23 ± mg/L Sau tuần vận hành, bùn hạt hình thành phát triển với kích thước khoảng 0,5 – 1,2 mm Khi tăng OLR, kích thước bùn hạt tăng đạt giá trị ổn định – mm OLR 3,7 – kg COD/m3ngày Bùn hạt lắng tương đối tốt với SVI khoảng 22,6 – 64,6 mg/L Tại mức OLR 5,0 kg COD/m3ngày, hiệu suất xử lý COD, TN TP đạt 92 – 98%, 60 – 68% 80 – 96% [106] Trần Quang Lộc cộng (2015) nghiên cứu hình thành phát triển bùn hạt hiếu khí lưu lượng sục khí khác SBR với nước thải pha Quá trình khởi động thực 15 ngày OLR 2,4 kg COD/m3ngày với thời gian vận hành mẻ 180 phút, bơm nước phút, sục khí 164 – 166 phút, lắng – 10 phút, tháo nước phút Quá trình tạo bùn hạt thực từ ngày 16 đến ngày 35 OLR 3,6 kg COD/m3ngày Các thí nghiệm thực hai chế độ sục khí khác 2,5 L/phút L/phút Kết cho thấy với mức sục khí 2,5 L/phút bùn hạt hình thành khơng tốt, hình dạng khơng đều, ổn định, vi khuẩn dạng sợi phát triển mạnh, SVI dao động khoảng 76 – 90 mL/g, hiệu suất xử lý COD đạt 83 – 85% Ngược lại, mức sục khí L/phút, bùn hạt hình thành tốt sau tuần với kích thước – mm, cấu trúc hình tròn đều, hạt bùn ổn định, SVI khoảng 48,9 – 54,3 mL/g, hiệu suất xử lý COD khoảng 93 – 95% [107] Như vậy, việc nghiên cứu ứng dụng SBR XLNT nghiên cứu Thế Giới Việt Nam để xử lý nhiều loại nước thải khác nhau, chưa có nghiên cứu để XLNT chế biến CSTN Hơn nữa, nghiên cứu trước thường tập trung vào SBR truyền thống nghiên cứu tạo bùn hạt hiếu khí để xử lý chất hữu N–amoni nước thải Các nghiên cứu cải tiến cấu tạo chế độ vận hành SBR chưa quan tâm thực 46 1.5 Những tồn xử lý nước thải chế biến CSTN Việt Nam 1.5.1 Những tồn XLNT nhà máy chế biến CSTN Việt Nam Nguyen Nhu Hien Luong Thanh Thao (2012) khảo sát, lấy mẫu phân tích đánh giá hiệu XLNT số nhà máy chế biến CSTN khu vực Đông Nam Bộ cho thấy: số nhà máy khảo sát có tới 6/7 nhà máy có nước thải đầu khơng đảm bảo quy chuẩn xả thải tiêu BOD, COD, TSS, T–N Namoni, đặc biệt số nhà máy, tiêu TN sau xử lý cao tiêu chuẩn cho phép – 2,6 lần, TSS cao tiêu chuẩn cho phép lần…[4] Hiện nay, nhiều tồn công nghệ XLNT nhà máy chế biến CSTN, cụ thể số tồn sau: – Các nhà máy chế biến cao su khơng có chưa có khả để đầu tư công nghệ sản xuất công nghệ XLNT – Phần lớn nhà máy chế biến CSTN áp dụng công nghệ chủ yếu hồ sinh học, kết hợp thêm số q trình tách gạn mủ, tuyển nổi, UASB, mương xy hóa… để XLNT Hiệu suất tải trọng xử lý hệ thống chưa cao – Nhiều nhà máy chưa xử lý triệt để thành phần nitơ nước thải chưa có có cơng nghệ xử lý thích hợp Các cơng nghệ áp dụng chủ yếu hồ tảo, hồ ổn định, mương oxy hóa… nên cần nhiều diện tích xây dựng, thời gian xử lý dài khó có khả xử lý triệt để thành phần nitơ nước thải – Cho đến chưa có nhà máy sử dụng đồng phương pháp hóa – lý – sinh học kết hợp để xử lý triệt để và/hoặc thu hồi thành phần dinh dưỡng (N, P) XLNT chế biến CSTN 1.5.2 Những tồn nghiên cứu xử lý nước thải chế biến CSTN Việt Nam Tại Việt Nam gần đây, vấn đề XLNT chế biến CSTN quan tâm nghiên cứu đạt kết tương đối tốt Tuy nhiên, nghiên cứu chủ yếu tập trung xử lý chất hữu nước thải mà chưa trọng đến việc xử lý nitơ, thu hồi lượng chất dinh dưỡng Hơn nữa, chưa có nhiều nghiên cứu cải tiến cơng nghệ nhằm tăng tính ổn định hiệu xử lý, nâng cao tải trọng tốc độ xử lý hệ thống thiết bị 47 1.6 Định hướng nghiên cứu Từ vấn đề tồn XLNT chế biến CSTN nước ta, định hướng nghiên cứu đề tài luận án sau: – Nâng cao hiệu xử lý tính ổn định hệ thống xử lý kỵ khí, thu hồi lượng để bù đắp chi phí XLNT; – Thu hồi chất dinh dưỡng (nitơ photpho) nước thải chế biến CSTN làm phân bón cho nơng nghiệp để giảm thải lượng nhiễm chi phí xử lý; đồng thời thu hồi tài nguyên; – Phát triển áp dụng hệ thống xử lý hiệu TN: hiệu suất xử lý TN cao, vận hành đơn giản, có tính ổn định khả thi cao Sơ đồ tổng thể nội dung nghiên cứu luận án sau: Nước thải chế biến CSTN Xử lý kỵ khí EGSB - Khởi động tạo bùn hạt kỵ khí; - Nghiên cứu ảnh hưởng tải trọng đến hiệu suất xử lý COD; - Đánh giá khả sinh khí biogas thiết bị EGSB; - Nghiên cứu ảnh hưởng tốc độ dâng nước đến hiệu xử lý hiệu suất sinh khí biogas Thu hồi P, N kết tủa MAP - Nghiên cứu xác định điều kiện pH, tỷ lệ mol tối ưu; - Nghiên cứu thu hồi P, N không bổ sung magie; - Nghiên cứu thu hồi P, N có bổ sung magie; - Nghiên cứu thu hồi P, N có bổ sung magie, photphat Xử lý thiếu khí - hiếu khí: phát triển thiết bị SBR cải tiển - Phát triển thiết bị SBR cải tiến; - Nghiên cứu ảnh hưởng tải trọng COD, TN đến hiệu suất xử lý COD, N-amoni, TN; - Nghiên cứu ảnh hưởng tỷ lệ COD/TN đến hiệu suất xử lý COD, N-amoni, TN Hình 1.10 Sơ đồ tổng thể nội dung nghiên cứu luận án 48 CHƯƠNG XỬ LÝ CHẤT HỮU CƠ VÀ THU HỒI NĂNG LƯỢNG BẰNG THIẾT BỊ EGSB Mở đầu Trong năm qua, ngành công nghiệp chế biến CSTN nước ta phát triển mạnh mẽ, đứng đầu giới suất vườn cao su (1.688 tấn/ha) đứng thứ giới sản lượng (1.032 triệu tấn) [1] Bên cạnh tác động tích cực đến phát triển kinh tế – xã hội, ngành công nghiệp chế biến CSTN gây nên vấn đề môi trường cấp bách phát sinh lượng lớn nước thải Nước thải chế biến CSTN có mức độ nhiễm cao, đặc biệt hợp chất hữu cơ, với giá trị COD cao lên tới 11.935 – 26.914 mg/L [4] Như vậy, với lượng nước thải phát sinh trung bình 25 m3/tấn sản phẩm, năm ngành công nghiệp chế biến cao su Việt Nam phát sinh 25 triệu m3 nước thải, tương ứng với thải lượng COD lên tới 298.000 – 672.850 COD/năm Đây khối lượng hợp chất hữu lớn cần phải xử lý trước thải vào mơi trường Nước thải chế biến CSTN có hàm lượng chất hữu cao, lại dễ phân hủy sinh học, phân hủy kỵ khí bước xử lý tối ưu loại nước thải Xử lý kỵ khí nước thải, mặt loại bỏ hợp chất hữu cơ, mặt khác sản sinh lượng khí sinh học nguồn lượng tái tạo Trong cơng nghệ xử lý kỵ khí, q trình kỵ khí cao tải lọc kỵ khí, UASB, EGSB IC q trình có nhiều triển vọng ứng dụng, quan tâm nghiên cứu phát triển XLNT giàu hữu Thiết bị đệm bùn hạt mở rộng (EGSB) biến thể thiết bị UASB G Lettinga cộng phát triển năm 1970 Hà Lan trở thành công nghệ áp dụng phổ biến để XLNT sinh hoạt công nghiệp Cả hai hệ thống có nhiều ưu điểm so với công nghệ khác như: xây dựng vận hành đơn giản; mặt xây dựng nhỏ; tiêu tốn lượng hóa chất; phát sinh bùn thải; hiệu suất xử lý cao ổn định với mức OLR cao; khả lưu trữ bùn kéo dài nhiều tháng điều kiện thông thường [42, 43, 108] Đến nay, giới, thiết bị EGSB ứng dụng rộng rãi để xử lý hợp chất hữu loại hình nước thải khác nhau: nước thải sinh hoạt [43, 109]; nước thải công nghiệp [110]; nước thải công nghiệp bia [47]; nước thải sản xuất 49 dầu cọ [46]; nước thải chăn nuôi lợn [44, 48]; nước thải từ lò mổ gia cầm [49]; nước thải sản xuất thuốc kháng sinh [51, 111] Tại Việt Nam, nghiên cứu XLNT thiết bị EGSB nghiên cứu nước thải dệt nhuộm nước thải chế biến thủy sản [50, 51] Mặc dù có nhiều ưu điểm, hệ thống EGSB quan tâm nghiên cứu ứng dụng XLNT chế biến CSTN Với mục tiêu đánh giá khả ứng dụng thu hồi lượng công nghệ EGSB XLNT chế biến CSTN, chương này, nội dung nghiên cứu sau thực hiện: – Nghiên cứu khởi động thiết bị EGSB đánh giá khả tạo bùn hạt; – Nghiên cứu ảnh hưởng tải trọng đến hiệu suất xử lý COD; – Đánh giá khả sinh khí biogas thiết bị EGSB; – Nghiên cứu ảnh hưởng tốc độ dâng nước đến hiệu xử lý hiệu suất sinh khí biogas 2.1 Vật liệu phương pháp nghiên cứu 2.1.1 Vật liệu, hóa chất thiết bị nghiên cứu 2.1.1.1 Nước thải Nước thải sử dụng nghiên cứu thực nghiệm XLNT chế biến CSTN thiết bị EGSB gồm loại (Hình 2.1): nước thải mô nước thải chế biến CSTN thực tế (1) (2) Hình 2.1 Nước thải nghiên cứu thực nghiệm xử lý thiết bị EGSB (1) – Nước thải đánh đơng phòng thí nghiệm; (2) – Nước thải thật Nhà máy chế biến cao su Hà Tĩnh (1) – Nước thải mô (nước thải đánh đơng phòng thí nghiệm): loại nước thải tạo cách đánh đông mủ cao su axit acetic sau: 50 Mủ cao su nước Nhà máy chế biến cao su Hà Tĩnh (30% DRC, 65% nước chất khác) đánh đông phòng thí nghiệm theo quy trình tỷ lệ tương tự nhà máy: pha lít mủ cao su với lít nước máy, thêm vào 2,2 ml axit acetic 99%, để đông tụ – 10 tiếng, vớt mủ cao su, lại nước thải Nước thải đánh đông mủ cao su pha loãng với nước máy để đạt giá trị COD khoảng 2.500 – 4.000 mg/L, sử dụng để khởi động thiết bị EGSB từ chế độ (1) đến chế độ (3) 27 ngày (Bảng 2.1) (2) – Nước thải chế biến CSTN thực tế: nước thải thực tế Nhà máy chế biến cao su Hà Tĩnh, lấy mương đánh đông nhà máy Nước thải lấy vào can nhựa 10 – 30 L (Hình 2.2) theo đợt, đợt 1,2 - 1,5 m3 để phục vụ thí nghiệm Loại nước thải dùng giai đoạn cuối trình khởi động trình vận hành ổn định thiết bị EGSB Các chế độ thí nghiệm sử dụng nước thải đánh đông nước thải thực tế nhà máy chế biến cao su Hà Tĩnh thể Bảng 2.1 Bảng 2.2 Hình 2.2 Lấy mẫu nước thải nghiên cứu thực nghiệm 2.1.1.2 Bùn giống Thiết bị EGSB khởi động nguồn bùn phân tán kỵ khí lấy từ bể UASB Nhà máy Bia Sài Gòn – Mê Linh, Cơng ty CP Bia Rượu Sài Gòn – Đồng Xuân, thành phố Hà Nội Bùn sàng lọc tạp chất hạt bùn kích thước > 0,5 mm, lấy bùn có kích thước ≤ 0,5 mm Sàng nhúng nước lắc hạt có kích thước nhỏ 0,5 mm qua Sau lọc, bùn có SS, VSS, tỷ lệ VSS/SS sau: 112,5 g/L, 73,12 g/L, 0,58 Sử dụng lít bùn để khởi động thiết bị EGSB, lượng SS, VSS, tỷ lệ VSS/SS ban đầu thiết bị 41,6 g/L; 24,2 g/L; 0,58 2.1.1.3 Hóa chất - Hóa chất điều chỉnh pH: NaOH Xilong Scientific C., Ltd, Trung Quốc 51 - Các hóa chất phân tích: Các hóa chất phân tích hãng Wako, Nhật Bản 2.1.1.4 Thiết bị thí nghiệm I … … … … … … … … … … … … II … … …… … … … … I Vùng phản ứng Bơm cấp nước thải Thiết bị EGSB II Vùng lắng Bơm tuần hoàn Thùng chứa nước sau xử lý Tủ điều khiển Bơm phá váng Thiết bị đo khí Thùng chứa nước thải Hình 2.3 Hệ thiết bị thí nghiệm EGSB Thiết bị EGSB chế tạo từ nhựa acrylic suốt tích phản ứng chiều cao 13,5 lít 1.550 mm Thiết bị chia thành hai vùng, vùng phản ứng (I) vùng lắng (II), ngăn cách với vách ngăn thông với đáy vùng lắng Trên thiết bị bố trí 05 van lấy mẫu bố trí dọc theo chiều cao thiết bị, cách đáy 5, 35, 65, 95 125 cm Ngồi bơm cấp nước thải (3) bố trí bơm tuần hoàn (4) bơm phá váng (5) thể Hình 2.3 2.1.2 Phương pháp nghiên cứu 2.1.2.1 Phương pháp thực nghiệm Qui trình thí nghiệm Nước thải từ thùng chứa (2) (Hình 2.3) bơm cấp nước thải (3) bơm vào đường ống dẫn nước thải phía thiết bị EGSB Ống dẫn nước thải nằm bể phản ứng đưa nước thải vào đáy thiết bị EGSB Trong thiết bị, nước thải chảy từ lên xuyên qua lớp bùn sinh học trình phân hủy kỵ khí diễn Nước thải qua vùng phản ứng (I) di chuyển sang vùng lắng (II) qua khe hở đáy vùng lắng 52 Nhờ chắn nghiêng đáy vùng lắng, khí biogas tách khỏi hỗn hợp bùn – nước trước qua vùng lắng Tại vùng lắng, hạt bùn lắng xuống quay trở vùng phản ứng Nước sau xử lý chảy qua ống dẫn nước thải vào bể chứa nước sau xử lý (7) Khí biogas sinh q trình phân hủy kỵ khí từ phía vùng (I) vào khoảng khơng phía thiết bị, qua đường ống dẫn khí đến thiết bị đo khí trước mơi trường Để tăng hiệu tiếp xúc nước thải hệ bùn sinh học, bơm tuần hoàn nước thải (4) bố trí để bơm nước thải phía thiết bị tuần hồn trở lại đáy thiết bị (thơng qua ống cấp nước thải) nhằm tăng ULV Lớp bùn giữ trạng thái lơ lửng thiết bị nhờ khí từ q trình phân hủy dòng nước dâng từ đáy lên đỉnh thiết bị (dòng nước thải vào nước thải tuần hoàn) Để tránh tượng bí đọng khí (khí khơng được) hình thành lớp váng phía vùng phản ứng (I), , bơm phá váng (5) sử dụng để phá váng hình thành phía vùng phản ứng (I) cách bơm nước thải phần vùng (I) dội vào lớp váng Chế độ thí nghiệm Thiết bị EGSB khởi động với nước thải đánh đông mủ cao su 27 ngày với nước thải chế biến CSTN có pha lỗng khơng pha lỗng 60 ngày với nồng độ tải trọng COD đầu vào khác Sau thiết bị EGSB đạt trạng thái ổn định tiến hành thí nghiệm với nước thải chế biến CSTN thực tế với điều kiện chế độ thí nghiệm nghiên cứu Trong suốt thời gian thí nghiệm, bùn thiết bị trì, không rút bùn, ngoại trừ phần bùn bị ngồi theo nước thải Đặc trưng nước thải điều kiện chế độ thí nghiệm thể Bảng 2.1 Bảng 2.2 53 Bảng 2.1 Chế độ thí nghiệm giai đoạn khởi động thiết bị EGSB Chế độ Điều kiện/ Chế độ (1)* Chế độ (2)* Chế độ (3)* Chế độ (4)** Chế độ (5)*** Chế độ (6)*** Thời gian (ngày) 10 36 12 12 Lưu lượng (L/h) 0,64 ± 0,02 0,75 ± 0,02 0,75 ± 0,01 0,90 ± 0,06 1,2 ± 0,03 1,21 ± 0,04 ULV (m/h) 0,05 ± 0,002 0,06 ± 0,002 2,28 ± 0,001 2,29 ± 0,004 2,31 ± 0,002 2,31 ± 0,003 Thời gian lưu (h) 21,1 ± 0,74 17,9 ± 0,5 18,0 ± 0,3 15,1 ± 1,0 11,2 ± 0,3 11,2 ± 0,3 COD vào (mg/L) 2.508 ± 15 3.059 ± 105 3.781 ± 104 4.770 ± 221 7.050 ± 94 3.698 ± 269 2,9 ± 0,1 4,1 ± 0,1 5,0 ± 0,2 7,6 ± 0,5 15,1 ± 0,5 8,0 ± 0,5 Chỉ tiêu Tải trọng COD (kg COD/m3ngày) Bảng 2.2 Chế độ thí nghiệm giai đoạn vận hành ổn định thiết bị EGSB Chế độ ổn định Chế độ (I)*** Chế độ (II)*** Chế độ (III)*** Chế độ (IV)*** Chế độ (V)*** Thời gian vận hành (ngày) 12 12 22 10 12 Lưu lượng nước thải (L/h) 1,26 ± 0,03 1,64 ± 0,03 1,58 ± 0,02 1,62 ± 0,02 1,61 ± 0,01 ULV (m/h) 3,49 ± 0,36 3,83 ± 0,74 4,63 ± 1,16 4,03 ± 0,69 3,76 ± 0,73 Thời gian lưu (h) 10,8 ± 0,2 8,2 ± 0,1 8,5 ± 0,1 8,3 ± 0,1 8,4 ± 0,1 COD vào (mg/L) 3.465 ± 110 3.869 ± 94 6.292 ± 265 6.605 ± 319 3.778 ± 190 7,7 ± 0,3 11,3 ± 0,3 17,7 ± 0,8 19,0 ± 0,9 10,8 ± 0,6 Tải trọng COD (kg COD/m3ngày) Ghi chú: *Nước thải đánh đơng mủ cao su phòng thí nghiệm; **Nước thải thật có pha lỗng; ***Nước thải thật khơng pha lỗng 54 2.1.2.2 Phương pháp phân tích 1) Xác định pH Sử dụng thiết bị đo pH cầm tay Horiba D – 51E 2) Xác định tổng chất rắn lơ lửng (SS), chất rắn lơ lửng dễ bay (VSS) SS VSS xác định theo TCVN 6625: 2000 (ISO 11923: 1997) theo phương pháp APHA [112] 3) Xác định BOD, COD BOD COD xác định theo TCVN 6001–1: 2008 (ISO 5815: 2003) TCVN 6491: 1999 (ISO 6060: 1989) 4) Xác định nồng độ hợp chất nitơ Amoni, Nitrat, Nitrit, Tổng nitơ xác định theo TCVN 6179–1: 1996 (ISO 7150–1: 1984), TCVN 6180:1996 (ISO 7890–3:1988), TCVN 4561: 1988, TCVN 6638: 2000 (ISO 10048: 1991) 5) Xác định phân bố kích thước hạt bùn Xác định kích thước hạt bùn cách đưa hạt bùn qua sàng, kích thước từ lớn đến bé (2mm, 1mm, 0,5 mm), nhúng nước Sàng lắc hạt có kích thước nhỏ kích thước lỗ sàng qua Lượng bùn lại sàng với kích thước lỗ sàng lọc sấy nhiệt độ 1050C giờ, cân mẫu sau sấy tính tỷ lệ % phân bố kích thước hạt bùn [113] Mỗi quy trình thí nghiệm thực 03 lần lấy giá trị trung bình Kích thước hạt bùn xác định cách lọc sấy bùn 1050C sau chụp kích thước hạt thiết bị SEM Viện Khoa học vật liệu 6) Xác định lượng khí biogas sinh Lượng khí biogas sinh hàng ngày đo phương pháp thay thể tích thiết bị đo khí hình trụ có gắn thước chia độ cao Thể tích khí biogas sinh hàng ngày (V, L/ngày) thể tích khí biogas sinh hàng ngày điều kiện tiêu chuẩn (Vđktc, L/ngày) xác định sau: V= h × 3,14 × 𝑟 V × 273 ; Vđktc = t × 24 273 + T Trong đó: h – chiều cao cột khí, dm; t – thời gian đo khí, h; r – bán kính thiết bị đo khí hình trụ, r = dm; T – nhiệt độ khí, oC 55 2.2 Kết thảo luận 2.2.1 Giai đoạn khởi động 2.2.1.1 Sự thay đổi pH giai đoạn khởi động Trong giai đoạn khởi động thiết bị EGSB, pH nước thải đầu vào điều chỉnh giữ ổn định khoảng 6,3 – 6,7 Sự biến đổi pH giai đoạn trình khởi động thiết bị EGSB thể Hình 2.4 pH vào Tải trọng COD pH 20 (2) pH (1) (4) (3) (6) (5) 16 12 4 Tải trọng COD, kg/m3.ngày 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 Thời gian vận hành, ngày Hình 2.4 Sự thay đổi giá trị pH giai đoạn khởi động thiết bị EGSB Ghi chú: OLR (kg COD/m3ngày) chế độ: (1) = 2,9 0,1; (2) = 4,1 0,1; (3) = 5,0 ± 0,2; (4) = 7,6 ± 0,5; (5) = 15,1 ± 0,5; (6) = 8,0 ± 0,5 Kết thu cho thấy, pH nước thải thiết bị EGSB tương đối ổn định thường cao so với pH nước thải vào, dao động khoảng 6,8 – 7,8 Trong giai đoạn trình khởi động, pH nước thải có xu hướng giảm bắt đầu tăng OLR, mức độ chênh lệch OLR lớn, pH biến động nhiều, cụ thể: tăng OLR từ 5,0 ± 0,2 kg COD/m3ngày (Chế độ 3) lên 7,6 ± 0,5 kg COD/m3ngày (Chế độ 4), pH nước thải giảm ngày từ 7,65 xuống 6,80, sau tăng dần giá trị ổn định gần ban đầu; tương tự, tăng OLR từ 7,6 ± 0,5 kg COD/m3ngày (Chế độ 4) lên 15,1 ± 0,5 kg COD/m3ngày (Chế độ 5), pH nước thải giảm ngày liên tục từ mức 7,65 xuống 6,79 sau tăng dần ổn định Trong đó, việc giảm OLR từ mức 15,1 ± 0,5 kg COD/m3ngày (Chế độ 5) xuống 8,0 ± 0,5 kg COD/m3ngày (Chế độ 6), pH nước thải gần không bị ảnh hưởng ổn định khoảng pH 7,61 ± 0,08 56 Nghiên cứu khởi động thiết bị EGSB để XLNT chăn nuôi lợn C Su cộng (2013) cho thấy OLR < 13 kg COD/m3ngàyvà với pH nước thải vào giữ ổn định 7,0 ± 0,3, pH nước thải tương đối ổn định thường cao chút so với nước thải vào, khoảng 6,9 – 7,2 Tuy nhiên, tăng OLR > 13 kg COD/m3ngày, pH nước thải bắt đầu giảm, sau ngày xuống 6,02 Khi giảm OLR xuống 11,8 kg COD/m3ngày, sau khoảng tuần pH phục hồi trở lại 7,1 [48] Thông thường, thiết bị phân hủy kỵ khí ln có hai hệ thống đệm đảm bảo pH giữ phạm vi định, bao gồm: CO2 – HCO3- – CO32- NH3 – NH4 Trong q trình phân hủy kỵ khí, CO2 liên tục tạo giải phóng vào pha khí Khi pH thiết bị giảm, CO2 hòa tan dung dịch, giải phóng gốc OH- làm tăng pH Ngược lại, pH thiết bị tăng, H2CO3 HCO3 phân ly giải phóng H+ làm giảm pH thiết bị Tại pH = 4, toàn CO2 dạng phân tử, pH = 13 tồn CO2 hòa tan dạng CO32- Điểm cân hệ thống đệm pH = 6,5 Tương tự, hệ đệm NH3 – NH4 quan trọng q trình phân hủy kỵ khí, giúp cho thiết bị ổn định pH Khi pH giảm, ion NH4+ hình thành giải phóng gốc OH- làm tăng pH thiết bị Ngược lại pH tăng, thiết bị có xu hướng tạo thành dạng khí amoniac, giải phóng H+ làm pH thiết bị giảm Điểm cân hệ thống pH = 10 Cả hai hệ thống đệm bị tải, cân trường hợp như: bổ sung nhiều nguồn hữu có khả axit hóa nhanh, nhiều chất độc thiết bị, nhiệt độ thiết bị giảm OLR cao Trong trường hợp này, pH thiết bị giảm kèm theo việc tăng lượng khí CO2 sinh làm giảm hiệu trình phân hủy kỵ khí, giảm hiệu suất xử lý thiết bị [23] Với nghiên cứu này, trình khởi động thiết bị EGSB, pH nước thải vào điều chỉnh giữ ổn định khoảng thích hợp 6,5 ± 2, pH nước thải tương đối ổn định cho thấy q trình phân hủy kỵ khí diễn thuận lợi Tại số thời điểm, tăng OLR, pH nước thải có xu hướng giảm khoảng – ngày sau ổn định trở lại cho thấy khả tự điều chỉnh, phục hồi thích nghi với thay đổi pH VSV thiết bị thí nghiệm tương đối tốt 57 2.2.1.2 Sự phát triển bùn hạt Trong trình phân hủy kỵ khí, VSV sử dụng chất hữu dinh dưỡng để sinh trưởng phát triển Các VSV bám dính vào hình thành nên cụm tế bào dẫn đến hình thành bùn hạt Sự phát triển bùn hạt thông số quan trọng vận hành hệ thống EGSB nói riêng, thiết bị phản ứng kỵ khí nói chung Hình 2.5 thể phát triển bùn kỵ khí q trình khởi động thiết bị EGSB Kết thu cho thấy, sau 27 ngày khởi động thiết bị với nước thải đánh đông mủ cao su, với OLR tăng từ 2,9 ± 0,1 lên 5,0 ± 0,2 kg COD/m3ngày, quan sát số hạt bùn hình thành lắng xuống đáy thiết bị Lượng bùn hạt xuất nhiều từ ngày 20 đến ngày 27 tăng ULV từ 0,06 ± 0,002 m/h lên 2,28 ± 0,001 m/h làm tăng khả đảo trộn thiết bị, tạo điều kiện tiếp xúc tốt VSV nước thải Mặc dù kích thước hạt bùn cải thiện so với bùn giống, lượng bùn hạt chưa nhiều tập trung phần đáy thiết bị đến chiều cao gần 10cm Tại điểm lấy mẫu cách đáy cm, hạt bùn có kích thước khoảng 0,5 – 1,0 mm chiếm 38,5% (a) (b) (c) Hình 2.5 Bùn hạt thiết bị EGSB trình khởi động (a) ngày 27, (b) (c) ngày 87 Sau 87 ngày khởi động, lượng bùn hạt thiết bị tăng đáng kể đạt chiều cao lớp bùn hạt khoảng 40 – 45 cm Bùn hạt có màu đen, hình oval hình cầu, kích thước phân bố tương đối rộng thay đổi theo chiều cao lấy mẫu Tại vị trí cm từ đáy thiết bị, hạt có kích thước 0,5mm < đến ≤ 1mm chiếm 45,5% 1mm < đến ≤ 2mm chiếm 35,4% lại hạt nhỏ kích thước ≤ 0,5 mm Trong đó, vị trí cách đáy 35 cm, hạt có kích thước 0,5mm < đến ≤ 1mm chiếm 62,6% 1mm < đến ≤ 2mm chiếm 18,5% Trong vị trí lấy mẫu bùn chưa thấy 58 xuất hạt có kích thước > mm thời gian khởi động chưa đủ dài yếu tố khác ảnh hưởng đến hình thành bùn hạt như: điều kiện vận hành thiết bị; độ pH độ kiềm; nhiệt độ; đặc tính nước thải; động học thiết bị; ảnh hưởng ion kim loại… [114, 115] Trong thiết bị UASB, kích thước hạt bùn phát triển đến mm thường nhiều tác giả coi bùn hạt kích thước lớn 0,5 mm Trong số tác giả khác coi bùn hạt kích thước 0,16 mm nhỏ P Bhunia M M Ghangrekar (2007) sử dụng lý thuyết lắng để nghiên cứu xác định kích thước tối thiểu hạt bùn thiết bị UASB, thay đổi đặc tính bùn theo kích thước hạt Nghiên cứu kích thước tối thiểu hạt bùn để lưu bùn tốt thiết bị UASB thay đổi theo trọng lượng riêng nước thải Khi trọng lượng riêng nước thải tăng, kích thước hạt bùn tối thiểu tăng theo: trọng lượng riêng nước thải 1,01 kích thước hạt bùn tối thiểu 0,34 mm, trọng lượng riêng nước thải tăng đến 1,035 kích thước hạt bùn tối thiểu 0,38 mm Thơng thường kích thước tối thiểu hạt bùn 0,34 mm Trong vận hành quy mô công nghiệp, hạt bùn có kích thước khoảng 1,0 – 2,0 mm thường sử dụng có khả lắng tốt nên bị trơi khỏi thiết bị, hạt bùn có kích thước q nhỏ q lớn thường dễ bị trôi khỏi thiết bị [116] Nguyễn Trung Việt (1999) nghiên cứu XLNT chế biến CSTN thiết bị UASB, dung tích 8,55 L, sử dụng – lít bùn giống phân lợn phân hủy với OLR ban đầu 3,0 kg COD/m3ngày, ULV 0,4 m/h, HRT 2,6 – 3,3 h cho thấy bùn hạt xuất khoảng 21 – 24 ngày với kích thước hạt bùn 0,2 – 0,5 mm [7] T Abbasi cộng (2012) nghiên cứu hình thành tác động bùn hạt việc sản xuất lượng XLNT thiết bị UASB cho thấy, bùn hạt hình thành tốt OLR khoảng – 4,5 kg COD/m3ngày, OLR < 1,5 kg COD/m3ngày q trình hình thành bùn hạt khơng thuận lợi [115] Việc tăng kích thước bùn hạt XLNT phương pháp sinh học kỵ khí làm rút ngắn thời gian khởi động, tăng hiệu suất xử lý tính ổn định thiết bị Do dó có nhiều nghiên cứu yếu tố ảnh hưởng thúc đẩy trình hình thành bùn hạt thực 59 P Boonsawang cộng (2008) cho thấy bổ sung 300 mg/L AlCl3 vào thiết bị UASB XLNT chế biến cao su với COD vào 4.000 mg/L, OLR kg COD/m3ngày, sau 28 ngày khởi động, bùn hạt xuất hiện, hạt có kích thước 0,5 – 0,8 mm chiếm khoảng 50% [117] T Abbasi cộng (2013) nghiên cứu ảnh hưởng Al3+ đến phát triển bùn hạt thiết bị UASB XLNT công nghiệp sản xuất bánh kẹo cho thấy bổ sung 300 mg/L AlCl3, sau 15 ngày quan sát bùn hạt với kích thước 0,5 – 1mm [118] Trong nghiên cứu trình tạo bùn hạt hệ thống UASB nhằm XLNT chế biến mủ cao su, Nguyễn Thị Thanh (2016) cho thấy với OLR 3,75 kg COD/m3ngày, sau 45 ngày khởi động bùn hạt xuất với kích thước hạt 0,5 – 1,0 mm chiếm 40,9% Bằng cách tăng dần OLR, đến ngày 60 OLR đạt 3,95 g COD/m3ngày xuất hạt có đường kính > mm, chiếm 5,1%, hạt có đường kính – mm chiếm 9,8% hạt có đường kính 0,5 – 1,0 mm tăng từ 40,9% lên 44,6% Khi bổ sung 1.000 mg/L rỉ đường 300 mg/L AlCl3, thời gian hình thành bùn hạt rút ngắn xuống 20 ngày với kích thước khoảng 0,2 mm Sau 60 ngày bùn hạt có đường kính lớn 2,0 mm; 1,0 – 2,0 mm; 0,5 – 1,0 mm 13,0; 28,1; 26,6% Sau 103 ngày, bùn hạt có kích thước 2,0 mm chiếm 36,9%, 1,0 – 2,0 mm chiếm 39,9% 0,5 – 1,0 mm chiếm 11,2% [9] Như vậy, thấy thời gian tạo bùn hạt, kích thước hạt bùn khác với loại nước thải Mặc dù bổ sung AlCl3 để thúc đẩy trình hình thành bùn hạt, thời gian hình thành bùn hạt kích thước bùn hạt khác nhau: 15 ngày, 0,5 – 1,0 mm [118]; 20 ngày, 0,2 mm [9]; 28 ngày, 0,5 – 0,8 mm [117] Trong nghiên cứu này, thiết bị EGSB, với việc tuần hoàn nước thải làm tăng khả đảo trộn tiếp xúc bùn nước thải, sau 27 ngày khởi động bùn hạt xuất với kích thước hạt tương đối lớn, hạt có kích thước 0,5 – 1,0 mm đạt 38,5% Tuy nhiên trình tăng kích thước hạt bùn nghiên cứu tương đối chậm so với nghiên cứu có bổ sung rỉ đường AlCl3 Sau 87 ngày khởi động, chưa xuất hạt bùn > 2,0 mm, chủ yếu hạt bùn có kích thước từ 0,5 – 2,0 mm 60 Đồng thời với việc tăng kích thước hạt bùn, lượng bùn thiết bị EGSB tăng theo thời gian khởi động Tổng hợp kết đánh giá chất lượng bùn thiết bị EGSB theo thời gian khởi động thể Bảng 2.3 Kết thu từ Bảng 2.3 cho thấy, so với bùn giống (MLSS, MLVSS, MLVSS/MLSS 41,6 g/L 24,2 g/L, 0,58), khối lượng bùn hoạt hóa tăng theo thời giai khởi động thiết bị Tại ngày 27, nồng độ MLSS MLVSS 46,2 g/L 28,5 g/L, tỷ lệ MLVSS/MLSS 0,61 Tại ngày 87, nồng độ MLSS MLVSS 56,7 g/L 37,3 g/L, tỷ lệ MLVSS/MLSS 0,66 Theo chiều cao thiết bị, vị trí từ đáy thiết bị đến chiều cao 35 cm, nồng độ MLSS MLVSS tăng theo thời gian khởi động thiết bị Ngược lại từ vị trí 65 cm đến phía thiết bị, nồng độ MLSS MLVSS có xu hướng giảm theo thời gian khởi động thiết bị Kết cho thấy bùn có xu lắng xuống kích thước hạt bùn tăng, khả lắng bùn cải thiện so với bùn giống Bảng 2.3 Đặc điểm bùn kỵ khí thiết bị EGSB q trình khởi động Vị trí (cm) Bùn sau 27 ngày Bùn sau 87 ngày MLSS MLVSS Tỷ lệ % theo kích MLSS MLVSS Tỷ lệ % theo kích (g/L) (g/L) thước hạt (g/L) (g/L) thước hạt 0,5 – 1,0 >1,0 – 2,0 0,5 – 1,0 1,0 – 2,0 mm mm mm mm 68,5 42,1 38,5 104,3 70,5 45,5 35,4 35 82,6 50,3 10,6 - 120,6 83,2 62,6 18,5 65 51,4 32,3 3,1 - 39,4 22,7 32,2 7,5 95 18,3 11,5 - - 10,5 7,2 15,4 3,1 125 10,2 6,4 - - 6,7 4,8 6,3 - 2.2.1.3 Sự thay đổi COD giai đoạn khởi động Hình 2.6 thể thay đổi COD trình khởi động thiết bị EGSB Kết cho thấy, sau ngày khởi động với nước thải đánh đông mủ cao su phòng thí nghiệm, COD đầu vào 2.508 ± 15 mg/L, OLR ban đầu 2,9 ± 0,1 kg COD/m3ngày, bơm tuần hồn, ULV 0,05 ± 0,002 m/h, HRT 21,1 ± 0,74 h (Chế độ (1)), hiệu suất xử lý COD đạt mức thấp lượng bùn chưa tăng, VSV chưa thích nghi với điều kiện thí nghiệm 61 Ở chế độ (2), OLR tăng lên từ 2,9 ± 0,1 kg COD/m3ngày lên 4,1 ± 0,1 kg COD/m3ngày Từ ngày thứ 14, hiệu suất xử lý COD dần cải thiện, đạt 40% Trong chế độ (3), đồng thời với việc tăng OLR lên 5,0 ± 0,2 kg COD/m3ngày (COD vào 3.781 ± 104 mg/L), tuần hoàn nước thải thực nhằm nâng ULV lên 2,28 ± 0,001 m/h, hiệu suất xử lý COD chế độ tăng nhanh đạt cao 77,4% ngày thứ 27 Việc hiệu suất xử lý COD tăng nhanh kết việc tăng ULV, lúc điều kiện tiếp xúc nước thải bùn trở nên tốt Hiệu suất xử lý COD 100 8000 80 6000 60 4000 40 2000 20 Hiệu suất xử lý COD, % COD, mg/L COD vào 10000 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 Thời gian vận hành, ngày Ghi chú: OLR (kg COD/m3ngày) chế độ: (1) = 2,9 0,1; (2) = 4,1 0,1; (3) = 5,0 ± 0,2; (4) = 7,6 ±0,5; (5) = 15,1 ± 0,5; (6) = 8,0 ± 0,5 Hình 2.6 Sự thay đổi COD giai đoạn khởi động thiết bị EGSB Quá trình khởi động thiết bị tiếp tục thực chế độ (4), với nước thải thật Nhà máy chế biến cao su Hà Tĩnh có pha lỗng, với ULV, HRT, COD vào, OLR 2,29 ± 0,004 m/h, 15,1h, 4.770 ± 221 mg/L, 7,6 ± 0,5 kg COD/m3ngày Giai đoạn thực từ ngày 28 đến ngày 63 trình khởi động Kết cho thấy, bắt đầu tăng OLR, hiệu suất xử lý COD thiết bị giảm nhanh từ 77,4% (ngày 27) xuống thấp 35,8 % (ngày 34) bắt đầu tăng trở lại ổn định 50% từ ngày 39 đến ngày 63 Hiệu suất xử lý COD chế độ có nhiều biến động lượng bùn chưa tăng nhiều, tỷ lệ bùn hạt/bùn phân tán thấp nên thiết bị nhạy cảm với thay đổi thông số đầu vào Để tăng lượng bùn thiết bị, trình khởi động thực với nước thải thật khơng pha lỗng với COD vào 7.050 ± 94 mg/L, OLR 15,1 ± 0,5 kg 62 COD/m3ngày (chế độ (5)), HRT 11,2 h ULV 2,31 ± 0,002 m/h Kết cho thấy, hiệu suất xử lý bị giảm từ 59% (ngày 63) xuống 49,1% thiết bị khoảng 12 ngày để phục hồi mức trước thay đổi chế độ, ngày 75 hiệu suất xử lý đạt 59,3% Mặc dù hiệu suất xử lý COD chưa tăng nhiều so với chế độ (3), tương đối ổn định, khơng bị biến động nhiều có xu hướng tăng Tiếp theo, chế độ (6), thiết bị EGSB tiếp tục khởi động điều kiện HRT ULV tương tự chế độ (5), với nước thải thực tế đợt lấy mẫu Do nước thải đợt có COD thấp, trung bình 3.698 ± 269 mg/L nên OLR chế độ giảm xuống 8,0 ± 0,5 kg COD/m3ngày Kết cho thấy, ngày giảm COD vào OLR, hiệu suất xử lý thiết bị EGSB tăng từ 59,3% lên 68,7% Hiệu suất xử lý COD thiết bị EGSB tiếp tục tăng ổn định 80% từ ngày 83 đạt 82,7% ngày thứ 87 trình khởi động Trong chế độ này, lượng bùn thiết bị phát triển nhiều, tỷ lệ bùn hạt có kích thước lớn tăng, vị trí cách đáy thiết bị cm hạt bùn có kích thước 0,5 – 1,0 mm 1,0 – 2,0 mm chiếm 45,5% 35,4%, vị trí cách đáy thiết bị 35 cm tỷ lệ 62,6% 18,5% Đến cuối giai đoạn khởi động lượng MLSS MLVSS 56,7 g/L 37,3 mg/L, tỷ lệ MLVSS/MLSS đạt 0,66 Tổng hợp điều kiện thí nghiệm kết khởi động thiết bị EGSB thể Bảng 2.4 63 Bảng 2.4 Tổng hợp điều kiện thí nghiệm kết khởi động thiết bị EGSB Chế độ Điều kiện/ Chế độ (1) Chế độ (2) Chế độ (3) Chế độ (4) Chế độ (5) Chế độ (6) 10 36 12 12 pH vào 6,61 ± 0,09 6,42 ± 0,17 6,44 ± 0,11 6,59 ± 0,10 6,63 ± 0,06 6,61 ± 0,08 pH 7,53 ± 0,07 7,64 ± 0,08 7,72 ± 0,09 7,47 ± 0,18 7,13 ± 0,19 7,61 ± 0,08 Lưu lượng (L/h) 0,64 ± 0,02 0,75 ± 0,02 0,75 ± 0,01 0,90 ± 0,06 1,20 ± 0,03 1,21 ± 0,04 0,05 ± 0,002 0,06 ± 0,002 2,28 ± 0,001 2,29 ± 0,004 2,31 ± 0,002 2,31 ± 0,003 Thời gian lưu (h) 21,1 ± 0,74 17,9 ± 0,5 18,0 ± 0,3 15,1 ± 1,0 11,2 ± 0,3 11,2 ± 0,3 COD vào (mg/L) 2.508 ± 15 3.059 ± 105 3.781 ± 104 4.770 ± 221 7.050 ± 94 3.698 ± 269 COD (mg/L) 1.765 ± 45 1.871 ± 132 1.220 ± 242 2.321 ± 318 3.276 ± 223 853 ± 106 Tải trọng COD (kgCOD/m3ngày) 2,9 ± 0,1 4,1 ± 0,1 5,0 ± 0,2 7,6 ± 0,5 15,1 ± 0,5 8,0 ± 0,5 Hiệu suất xử lý COD (%) 26 – 33 33 – 43 53 – 77 36 – 62 49 – 59 68 – 82,5 Chỉ tiêu Thời gian vận hành (ngày) ULV (m/h) 64 2.2.2 Giai đoạn vận hành ổn định 2.2.2.1 Sự thay đổi pH giai đoạn vận hành ổn định So với giai đoạn khởi động, giai đoạn thay đổi pH đầu chế độ tải trọng COD khác khơng lớn (Hình 2.7) Trong số thời điểm pH nước thải vào tương đối thấp (pH < 6) OLR thay đổi đột ngột (từ chế độ trước sang chế độ sau) pH nước thải không bị ảnh hưởng nhiều ổn định suốt thời gian nghiên cứu Kết cho thấy hệ thống đệm pH thiết bị tương đối tốt, thiết bị hoạt động ổn định có khả tự điều chỉnh pH thông số đầu vào thay đổi Giá trị pH trung bình nước thải chế độ từ I đến V 7,78 ± 0,06; 7,67 ± 0,04; 7,64 ± 0,13; 7,76 ± 0,09; 7,79 ± 0,06 pH vào pH Tải trọng COD 25 (III) (II) (V) (IV) 20 15 10 pH Tải trọng COD, kg/m3ngày (I) 85 95 105 115 125 135 145 155 Thời gian vận hành, ngày Ghi chú: OLR (kg COD/m3ngày) chế độ: (I) = 7,7 ± 0,3; (II) = 11,3 ± 0,3; (III) = 17,7 ± 0,8; (IV) = 19,0 ± 0,9; (V) = 10,8 ± 0,6 Hình 2.7 Sự thay đổi pH giai đoạn vận hành ổn định thiết bị EGSB 2.2.2.2 Hiệu xử lý COD giai đoạn vận hành ổn định a) Ảnh hưởng tải trọng COD đến hiệu xử lý COD Để đánh giá khả xử lý COD tính ổn định thiết bị EGSB, hiệu xử lý COD khảo sát chế độ OLR thay đổi, từ 7,7 ± 0,3 kg COD/m3ngày đến 19,0 ± 0,9 kg COD/m3ngày Hiệu suất xử lý COD thể Hình 2.8 65 COD Hiệu suất 10000 COD, mg/L (I) (IV) (III) (II) 100 (V) 8000 80 6000 60 4000 40 2000 20 Hiệu suất xử lý COD, % COD vào 85 95 105 115 125 135 145 155 Thời gian vận hành, ngày Ghi chú: OLR (kg COD/m3ngày) chế độ: (I) = 7,7 ± 0,3; (II) = 11,3 ± 0,3; (III) = 17,7 ± 0,8; (IV) = 19,0 ± 0,9; (V) = 10,8 ± 0,6 Hình 2.8 Hiệu suất xử lý COD thiết bị EGSB giai đoạn vận hành ổn định Kết Hình 2.8 cho thấy, hiệu suất xử lý COD ổn định chế độ thí nghiệm có xu hướng giảm ngày đầu tăng OLR, sau nhanh chóng ổn định chế độ thí nghiệm (khoảng ngày) Đặc biệt, chuyển từ chế độ (II) sang chế độ (III) với mức tăng OLR lớn (từ 11,3 lên 17,7 kg COD/m3ngày), hiệu suất xử lý giảm mạnh, sau tăng dần chậm Nồng độ bùn trong thiết bị giai đoạn chưa cao, nên ảnh hưởng OLR rõ ràng Hiệu suất xử lý COD trung bình chế độ thí nghiệm từ (I) đến (V) 80%, mức OLR 19 ± 0,9 kg COD/m3ngày đạt 82,5 ± 1,3% Mặc dù hiệu suất xử lý có giảm so với mức OLR 7,7 ± 0,3 10,8 ± 0,6 kg COD/m3ngày, mức tương đối cao Giá trị COD nước thải đầu vào, đầu chế độ thí nghiệm từ (I) đến (V) sau: 3.465 ± 110 mg/L, 504 ± 21 mg/L; 3.869 ± 94 mg/L; 733 ± 38 mg/L; 6.119 ± 177 mg/L, 1.246 ± 169 mg/L; 6.605 ± 319 mg/L, 1.150 ± 85 mg/L; 3.778 ± 190 mg/L, 615 ± 62 mg/L Hình 2.9 thể mối quan hệ OLR hiệu suất xử lý COD Kết thu cho thấy, hiệu suất xử lý COD có xu hướng giảm nhẹ tăng OLR, nhiên khoảng tải trọng nghiên cứu 7,4 – 20,0 kg COD/m3ngày, thay đổi không đáng kể Tại mức OLR 7,7 ± 0,3 kg COD/m3ngày hiệu suất xử lý tương đối cao ổn định mức trung bình 85% Với mức OLR 10 – 12 kg COD/m3ngày, hiệu suất xử lý COD ổn định đạt mức trung bình 80% Tại mức OLR cao 16 – 66 20 kg COD/m3ngày, hiệu suất xử lý COD trung bình đạt khoảng 70 – 80%, nhiên có biên độ dao động xung quanh giá trị trung bình lớn so với chế độ tải trọng thấp Điều cho thấy, với mức OLR > 16 kg COD/m3ngày, hiệu suất xử lý COD hệ thống EGSB bắt đầu nhạy cảm với thay đổi OLR Tuy nhiên, kết hiệu suất xử lý COD bị ảnh hưởng tăng đột ngột OLR, sau thời gian khoảng ngày, hệ thống dần phục hồi hiệu suất xử lý COD trở nên ổn định Kết rằng, nước thải chế biến CSTN, hệ thống EGSB có khả hoạt động ổn định mức OLR đến 20 kg COD/m3ngày điều kiện nhiệt độ thường Hiệu suất xử lý COD, % 100 80 60 40 20 11 13 Tải trọng COD, kg 15 17 19 21 COD/(m3ngày) Hình 2.9 Hiệu suất xử lý COD thiết bị EGSB chế độ OLR khác giai đoạn vận hành ổn định C Su cộng (2013) nghiên cứu khởi động thiết bị EGSB để XLNT chăn nuôi lợn cho thấy, với giá trị COD vào từ 2.000 – 6.000 mg/L thời gian từ 63 đến 102 ngày khởi động thiết bị, hiệu suất xử lý COD đạt 80 % OLR 10,6 kg COD/m3ngày, tăng OLR đến 13,0 kg COD/m3ngày, hiệu suất xử lý COD giảm 79% có xu hướng giảm ngày Khi giảm OLR 11,8 kg COD/m3ngày, sau 01 tuần hồi phục, hiệu suất xử lý COD tăng trở lại đạt 79,55 % Điều cho thấy OLR tối đa cho thiết bị EGSB nghiên cứu 11,8 kg COD/m3ngày [48] Một số nghiên cứu khác cho thấy, OLR cao thiết bị EGSB thay đổi tùy theo loại nước thải, đến 38,4 kg COD/m3ngày nước thải công nghiệp chưng cất [45]; 25 kg COD/m3ngày nước thải sản xuất mía đường cồn rượu 67 [119]; đến 20 kg COD/m3ngày nước thải lò giết mổ gia cầm, sản xuất nước ép đậu tương, nước thải thủy sản, nước thải pha số loại nước thải khác [49, 51, 120, 121]; OLR đạt cao kg COD/m3ngày nước thải có nhiều chất độc chất khó phân hủy sinh học [122] Trong nghiên cứu nước thải chế biến CSTN, mức OLR 19 ± 0,9 kg COD/m3ngày, HRT 8,3 ± 0,1 h, hiệu suất xử lý COD đạt 82,5 ± 1,3% Mặc dù hiệu suất xử lý COD có giảm so với mức OLR 7,7 ± 0,3 10,8 ± 0,6 kg COD/m3ngày, mức tương đối cao Chiều cao lớp bùn thiết bị khoảng 45 – 50 cm vào ngày 155, tăng khoảng 10% so với cuối giai đoạn khởi động (ngày 87), chiếm khoảng 1/3 chiều cao thiết bị Tại giai đoạn với ULV 3,0 m/h, thiết bị chưa có tượng bùn qua dòng Điều nói lên tăng thêm lượng bùn thiết bị có thời gian nghiên cứu đủ dài, thiết bị làm việc ổn định với mức OLR cao Tốc độ xử lý COD thể Hình 2.10 Kết cho thấy, tốc độ xử lý COD tăng tuyến tính với OLR, đạt trung bình cao 15,7 ± 0,9 kg COD/m3ngày mức OLR 19,0 ± 0,9 kg COD/m3ngày, tương ứng với hiệu suất xử lý COD đạt 82,5 ± 1,3% Tốc độ xử lý COD, kg COD/(m3ngày) 25 20 y = 0.6684x + 1.451 R² = 0.8936 15 10 0 10 Tải trọng COD, kg 15 20 25 COD/(m3ngày) Hình 2.10 Tốc độ xử lý COD thiết bị EGSB chế độ OLR khác giai đoạn vận hành ổn định b) Ảnh hưởng tốc độ dâng nước đến hiệu xử lý COD Để khảo sát ảnh hưởng ULV đến hiệu suất xử lý COD, nghiên cứu thực với ULV khoảng 3,0 – 6,0 m/h Việc thay đổi ULV thực chế độ OLR khác Kết thể Hình 2.11 cho thấy 68 khoảng nghiên cứu, ULV ảnh hưởng đến hiệu suất xử lý COD Hiệu suất xử lý COD chủ yếu bị ảnh hưởng việc thay đổi OLR chế độ thí nghiệm Nghiên cứu S Karnchanawong W Phajee (2009) nước thải chăn nuôi lợn Thái Lan cho kết tương tự Với thiết bị EGSB có dung tích phản ứng 39,3 lít sau thời gian tháng khởi động với ULV 0,5 m/h, OLR kg COD/m3ngày, thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng ULV đến hiệu suất xử lý COD thực 374 ngày với chế độ tương ứng với ULV, COD vào, SS vào, OLR m/h, 9.601 mg/L, 1.829 mg/L, 9,6 kg COD/m3ngày (chế độ 1); m/h, 12.470 mg/L, 4.970 mg/L, 12,5 kg COD/m3ngày (chế độ 2); 12 m/h, 13.050 mg/L, 6.590 mg/L, 13 kg COD/m3ngày (chế độ 3); 16 m/h, 11.355 mg/L, 2.930 mg/L, 11,6 kg COD/m3ngày (chế độ 4) Các kết rằng, khoảng nghiên cứu, ULV có ảnh hưởng đến hiệu suất xử lý COD, chế độ hiệu suất xử lý COD đạt 93 – 94%, ngoại trừ chế độ đạt thấp, 38,1%, nồng độ SS nước đầu vào cao ảnh hưởng đến hiệu suất xử lý COD Khi áp dụng thiết bị EGSB để XLNT, nồng độ SS dòng vào nên < 5.000 mg/L [44] Tốc độ dâng, m/h 10 (I) (II) Hiệu suất (III) (IV) 100 (V) 80 60 40 20 Hiệu suất xử lý COD, % Tốc độ dâng 85 95 105 115 125 135 145 155 Thời gian vận hành, ngày Ghi chú: OLR (kg COD/m3ngày) chế độ: (I) = 7,7 ± 0,3; (II) = 11,3 ± 0,3; (III) = 17,7 ± 0,8; (IV) = 19,0 ± 0,9; (V) = 10,8 ± 0,6 Hình 2.11 Ảnh hưởng ULV đến hiệu suất xử lý COD thiết bị EGSB Trong nghiên cứu nước thải chế biến CSTN, với ULV khoảng 3,0 – 6,0 m/h, hiệu suất xử lý COD bị ảnh hưởng, đề xuất lựa chọn ULV 3,0 m/h nhằm tiết kiệm lượng 69 2.2.2.3 Sự thay đổi nồng độ N–amoni Trong nước thải chế biến CSTN, nồng độ N–amoni chủ yếu phát sinh trình sử dụng NH3 làm chất chống đơng q trình vận chuyển bảo quản mủ cao su Lượng NH3 sử dụng để chống đông nhiều, đánh đông cần sử dụng nhiều axit acetic axit formic làm cho giá trị COD nước thải cao Do đó, nồng độ N–amoni đầu vào có xu hướng với giá trị COD, N–amoni tăng, giá trị COD tăng ngược lại (Hình 2.12) Kết từ Hình 2.12 cho thấy, N–amoni dòng ln cao N–amoni đầu vào chứng tỏ trình lượng nitơ hợp chất hữu VSV chuyển hóa thành N–amoni Mức độ tăng trung bình (%) nồng độ Namoni sau xử thiết bị EGSB so với nồng độ N-amoni nước thải đầu vào chế độ (I) đến (V) là: 26,6 ± 8,6%; 21 ± 6,3%; 13,8 ± 6,6%; 17,0 ± 4,3%; 22,1 ± 8,3% Q trình chuyển hóa nitơ hợp chất hữu thành N– amoni chủ yếu thực giai đoạn metan hóa trình phân hủy kỵ khí [28, 123, 124] (II) Nồng độ N-amoni, mg/L (I) N-amoni COD vào 8,000 (III) (IV) (V) 600 6,000 400 4,000 200 2,000 COD, mg/L N-amoni vào 800 85 95 105 115 125 135 145 155 Thời gian vận hành, ngày Ghi chú: OLR (kg COD/m3ngày) chế độ: (I) = 7,7 ± 0,3; (II) = 11,3 ± 0,3; (III) = 17,7 ± 0,8; (IV) = 19,0 ± 0,9; (V) = 10,8 ± 0,6 Hình 2.12 Sự thay đổi N–amoni giai đoạn vận hành ổn định thiết bị EGSB N–amoni dưỡng chất thiết yếu cho trình sinh trưởng phát triển VSV nói chung, VSV kỵ khí nói riêng Tuy nhiên, yếu tố ảnh hưởng tiêu cực, chí gây độc VSV nồng độ cao Trong phân hủy kỵ khí, nghiên cứu trước rằng, tùy theo loại nước thải, ngưỡng nồng độ TAN (total ammonia nitrogen) ảnh hưởng đến 70 trình phân hủy làm giảm khả sinh khí khác Ngưỡng nồng độ TAN ức chế 50% q trình sản xuất khí metan nước thải từ phân gia súc; nước thải pha từ glucose; nước thải pha từ chiết xuất nấm men; nước thải từ lò mổ gia cầm; nước thải chăn nuôi lợn sau: 4.000 mg/L; 2.480 mg/L; 1.445 mg/L; 5.600 mg/L; > 5.200 mg/L [38] Trong nghiên cứu với nước thải chế biến CSTN, nồng độ N–amoni TAN trung bình 10 Do đó, khoảng pH tối ưu cho việc loại bỏ P, N, Mg nước thải chế biến CSTN phương pháp kết tủa MAP 9,5 – 10 80 Do MAP tan mơi trường axit, nên mơi trường thích hợp để kết tủa MAP môi trường kiềm Tuy nhiên, môi trường kiềm, Mg2+ phản ứng với PO43- OH- tạo thành kết tủa Mg3(PO4)2 Mg(OH)2 theo phương trình phản ứng (3.1) (3.2) Do vậy, pH cao (pH > 10), kết tủa hình thành nhiều, làm giảm nguồn magie cho phản ứng tạo MAP, dẫn đến hiệu suất loại bỏ N-amoni giảm [76, 134] Đây lý giải thích cho tượng kết tủa MAP xảy tối ưu khoảng giá trị pH Mg2+ + PO43- Mg3(PO4)2↓ (3.1) Mg2+ + 2OH- Mg(OH)2↓ (3.2) Tỉ lệ mol Mg : PO43- nước thải ban đầu 0,46 : 1,0 (trong MAP 1,0 : 1,0), lượng P–photphat loại bỏ tối đa kết tủa MAP theo lý thuyết 46% Ở pH 9,5 hiệu suất loại P–photphat thực tế đạt 44,7%, cao Trong nước thải tồn cation kim loại khác tạo kết tủa photphat, Ca2+, cation tham gia vào trình loại bỏ P–photphat [132, 135] Kết nhận cho thấy rằng, pH tối ưu để kết tủa MAP nước thải chế biến CSTN 9,5– 10 Kết nghiên cứu Yonghui Song cộng (2007) đưa khoảng pH tối ưu để loại bỏ N nước thải chăn nuôi lợn kết tủa MAP 9,5 – 10,5 [132]; Lê Văn Dũng (2016) nghiên cứu nước thải pha nước thải biogas pH tối ưu cho kết tủa MAP 10,0 [74]; Phạm Hương Quỳnh (2016) cho thấy, pH tối ưu cho kết tủa MAP nước thải rỉ rác 9,0 [75]; Daegi Kim cộng (2017) lại cho pH tối ưu để loại bỏ tối đa amoni photphat nước thải chăn ni lợn xử lý kỵ khí khoảng 8,0 – 10,0 [63] Tuy nhiên, số nghiên cứu khác đưa pH tối ưu khoảng thấp chút ít, 8,5 [132, 136] hay 8,9 – 9,25 [59] Đối tượng quan tâm việc nghiên cứu thu hồi MAP hiệu suất loại bỏ P–photphat, N–amoni khối lượng kết tủa MAP thu Tuy nhiên, trình góp phần làm giảm giá trị COD nước thải Cơ chế việc loại bỏ COD nước thải hợp chất hữu nước thải trộn lẫn vào bám dính bề mặt tinh thể MAP sản phẩm phụ trình kết tủa Kết thí nghiệm cho thấy, hiệu suất loại bỏ COD khối lượng kết tủa thu tăng từ 1,39% 0,15 g/L đến 16,6% 0,62 g/L tăng pH nước thải từ 7,5 đến 9,5, sau có xu hướng giảm dần tiếp tục tăng pH Trong nghiên 81 cứu này, thay đổi hiệu suất loại bỏ COD khối lượng kết tủa thu theo pH có xu hướng với thay đổi hiệu suất loại bỏ N–amoni (Hình 3.2) COD Hiệu suất loại bỏ, % Khối lượng kết tủa 0.8 30 0.6 20 0.4 10 0.2 Khối lượng kết tủa, g/L N-amoni 40 0.0 7.5 8.0 8.5 9.0 9.5 10.0 10.5 11.0 11.5 pH Hình 3.2 Ảnh hưởng pH đến hiệu suất loại bỏ N–amoni, COD khối lượng kết tủa không bổ sung nguồn magie photphat D Zhang cộng (2012) cho hiệu suất loại bỏ COD bị ảnh hưởng lớn tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- Trong tỷ lệ mol, hiệu suất có bị ảnh hưởng pH không lớn theo xu hướng sau: pH nước thải < 10, hiệu suất loại bỏ COD tăng pH tăng, ngược lại pH nước thải > 10 hiệu suất loại bỏ COD giảm tăng pH Giá trị pH nghiên cứu giá trị tối ưu cho hiệu suất loại bỏ COD chất ô nhiễm khác N–amoni, P–photphat SS [76] Quan sát thí nghiệm ảnh SEM cho thấy, kết tinh MAP bắt đầu hình thành pH nước thải đạt 7,5 Tuy nhiên, khoảng pH 7,5 – 8,5 khó quan sát mắt thường, kết tủa tạo thành ít, tinh thể bé bị phân tán dung dịch Ở pH 9,5 trình tạo MAP rõ ràng hơn, dễ lắng quan sát mắt thường, phần lớn tinh thể có chiều dài lớn, D = 300 – 383µm (Hình 3.3a) Ở pH 11, bên cạnh tinh thể MAP kích thước nhỏ, xuất kết tủa bơng nên khó lắng (Hình 3.3b) Kết phù hợp với kết nghiên cứu Phạm Hương Quỳnh (2016) nghiên cứu nước rỉ rác pH = tốc độ khuấy tương tự (50 vòng/phút) thu kết tinh MAP có kích thước khoảng 322 – 455,8 µm [75] Phổ EDX (Hình 3.4) số liệu thành phần hóa học kết tủa thu (Bảng 3.3) cho thấy, kết tủa thu pH 9,5 có thành phần hóa học chủ yếu Mg, O, P C Tỷ lệ (%) khối lượng nguyên tố P, Mg O 14,3%; 10,8% 54,3% Tỷ lệ gần giống tỷ lệ MAP tinh khiết (12,6%; 9,9% 82 65,3%) Trong kết tủa chứa nhiều C (10,7%) chất hữu trộn lẫn hấp phụ bề MAP 383 µm 328µm 70,6 µm (a) (b) Hình 3.3 Ảnh SEM tinh thể MAP pH 9,5 (a) pH 11 (b) (a) (b) Hình 3.4 Phổ EDX kết tủa thu ứng với pH 9,5 (a) pH 11 (b) Với kết tủa thu pH 11, ngồi ngun tố P, Mg O có nhiều ngun tố khác C, Na, K Ca lẫn kết tủa Tỷ lệ % khối lượng nguyên tố P, Mg O 7,4%; 6,0% 44,2% Tỷ lệ thấp nhiều so với MAP tinh khiết Bảng 3.3 Tỷ lệ % khối lượng nguyên tố kết tủa không bổ sung magie Nguyên tố Mẫu pH 9,5 Mẫu pH 11 P 14,3 7,4 Mg 10,8 6,0 O 54,3 44,2 C 10,7 23,5 khác 9,9 18,9 83 Như vậy, nước thải chế biến cao CSTN, điều kiện tối ưu để thu hồi MAP pH = 9,5 Khi điều chỉnh pH đến 9,5, hiệu suất loại bỏ N–amoni, P–photphat, COD khối lượng kết tủa thu đạt 13,1%, 44,7%, 16,6% 0,62 g/L nước thải 3.2.1.2 Ảnh hưởng thời gian phản ứng Các thí nghiệm ảnh hưởng thời gian phản ứng đến hiệu thu hồi MAP thực pH 9,5 với thời gian phản ứng – 180 phút Kết thí nghiệm Hình 3.5 cho thấy, hiệu loại bỏ P–photphat, N–amoni, magie, COD tăng tăng thời gian phản ứng Trong 60 phút đầu tiên, hiệu loại bỏ thành phần tăng nhanh đạt giá trị ổn định Sau 60 phút, hiệu suất q trình tăng gần khơng đáng kể, hiệu suất loại bỏ P–photphat, N–amoni, magie, COD tăng thêm tăng thời gian phản ứng từ 60 phút đến 180 phút là: 1,5%, 1,2%, 2,0% 1,5% P-photphat N-amoni Magie COD 100 Hiệu suất xử lý, % 80 60 40 20 10 20 40 60 100 120 140 160 180 Thời gian, phút Hình 3.5 Ảnh hưởng thời gian phản ứng đến hiệu suất loại bỏ P–photphat, N– amoni, magie COD Một số nghiên cứu trước đưa thời gian phản ứng tối ưu thay đổi khoảng tương đối rộng, từ đến 60 phút [74-76, 79, 84, 137] Thời gian phản ứng tối ưu phụ thuộc vào loại nước thải, tồn thành phần gây ô nhiễm nồng độ ban đầu chúng nước thải Thông thường, phản ứng tạo MAP xảy nhanh khoảng 10 – 20 phút đầu, đặc biệt nước thải pha, làm pH nước thải giảm, tiếp tục tăng thời gian phản ứng mà không điều chỉnh, ổn định pH, kết tủa MAP tan trở lại dung dịch làm hiệu suất thu hồi MAP giảm [74] Trong nghiên cứu này, pH dung dịch phản ứng điều chỉnh ổn định khoảng 9,5 84 suốt thời gian thí nghiệm Kết nhận cho thấy, thời gian phản ứng tối ưu 60 phút 3.2.2 Thu hồi MAP có bổ sung magie Trong nước thải nghiên cứu, tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- 0,46 : 3,5 : 1,0 tỷ lệ MAP 1,0 : 1,0 : 1,0 Như vậy, lượng Mg 2+ có sẵn nước thải khơng đủ để thu hồi triệt để P–photphat Muốn nâng cao hiệu suất thu hồi P–photphat, cần bổ sung thêm nguồn magie từ bên ngồi Thí nghiệm bổ sung magie thực với nước thải có nồng độ P– photphat, N–amoni COD 141 mg/L, 222 mg/L, 2.012 mg/L Các chế độ thí nghiệm tỉ lệ mol Mg2+ : PO43-, nồng độ magie sau bổ sung lượng magie cần bổ sung Bảng 3.4 Bảng 3.4 Nồng độ nước thải lượng magie bổ sung Tỷ lệ mol Mg2+ : PO43- Nồng độ Mg2+ (mg/L) Lượng Mg2+ bổ sung (mg/L) 0,6 : 65 15 0,8 : 87 37 1,0 : 109 59 1,2 : 130 80 1,4 : 152 102 1,6 : 174 124 1,8 : 196 146 2,0 : 217 167 Kết khảo sát hiệu suất loại bỏ, thu hồi P–photphat, N–amoni pH 9,5 bổ sung magie trình bày Bảng 3.5 Kết nhận cho thấy, hiệu suất loại bỏ P–photphat tăng nhanh từ 53,7% đến 93,3% tăng tỷ lệ mol Mg2+ : PO43- từ 0,6 : 1,0 đến 1,2 : 1,0, sau gần khơng tăng thêm tiếp tục tăng lượng Mg2+ bổ sung Hiệu suất loại bỏ N–amoni khối lượng kết tủa thu tăng từ 16,7% đến 28,4% từ 0,71g/L đến 1,31 g/L tăng tỷ lệ Mg2+ : PO43- từ 0,6 : 1,0 lên 1,2 : 1,0 Tuy nhiên hiệu suất loại bỏ N–amoni khối lượng kết tủa thu có xu hướng giảm tiếp tục tăng tỷ lệ mol Mg2+ : PO43- 85 Bảng 3.5 Ảnh hưởng tỷ lệ mol Mg2+ : PO43- đến hiệu suất loại bỏ P, N Nồng độ sau xử lý (mg/L) Tỷ lệ mol Mg2+ : PO43- Hiệu suất loại bỏ (%) P–photphat N–amoni Magie P–photphat N–amoni Magie 0,46 : 1* 78,0 193 1,8 44,7 13,1 96,4 0,6 : 65,3 185 3,2 53,7 16,7 95,1 0,8 : 34,2 173 3,3 75,7 22,1 96,3 1,0 : 15,6 163 2,8 88,9 26,6 97,4 1,2 : 9,4 159 2,5 93,3 28,4 98,1 1,4 : 9,2 161 3,4 93,5 27,5 97,8 1,6 : 9,1 174 3,6 93,5 21,6 97,9 1,8 : 8,6 176 5,8 93,9 20,7 97,0 2,0 : 7,9 180 6,9 94,4 18,9 96,8 * Magie có sẵn trọng nước thải, không bổ sung thêm Marti cộng [9] rằng, có tạo thành nhiều loại kết tủa magie photphate khác MAP giá trị pH khác Mg3(PO4)2, MgHPO4 Mg(H2PO4)2 Vì vậy, bổ sung magiê nhiều khơng có nghĩa tạo nhiều MAP Điều giải thích cho kết thí nghiệm nhận Khối lượng kết tủa N-amoni 1.5 20 1.0 10 0.5 0,6:1 Khối lượng, kết tủa, g/L Hiệu suất loại bỏ,% COD 30 0.0 0,8:1 1:1 1,2:1 1,4:1 1,6:1 1,8:1 2,0:1 Tỉ lệ mol Mg : P-photphat Hình 3.6 Hiệu suất loại bỏ COD, N–amoni khối lượng kết tủa bổ sung magie Hình 3.6 cho thấy bổ sung magie, hiệu suất loại bỏ COD tăng gần tuyến tính với liều lượng magie bổ sung, từ 18,2% lên 27% tăng lượng magie bổ sung từ 15 mg/L (tỷ lệ mol Mg2+ : PO43- 0,6 : 1,0) lên 167 mg/L (tỷ lệ mol Mg2+ : PO43- 2,0 : 1,0) Trong đó, khối lượng kết tủa hiệu suất loại bỏ N-amoni 86 có xu hướng tăng đến giá trị cực đại bổ sung thêm 80 mg/L Mg2+ (tỷ lệ mol Mg2+ : PO43- 1,2 : 1,0), sau giảm tiếp tục tăng lượng magie bổ sung Khối lượng kết tủa thu cao 1,31 g/L tỷ lệ mol Mg2+ : PO43- 1,2 : 1,0 D Zhang cộng (2012) nghiên cứu tối ưu hóa quy trình kết tinh MAP tiền XLNT chăn nuôi lợn cho thấy hiệu suất loại bỏ COD phụ thuộc vào lượng magie photpho nước thải Theo đó, lượng magie photpho nước thải nhiều hiệu suất loại bỏ COD cao Thứ tự tăng hiệu suất loại bỏ COD theo tỷ lệ Mg2+ : NH4+ : PO43- điều kiện pH sau: 1,0 : 1,2 : 1,0 > 1,0 : 1,7 : 1,0 > 1,0 : 2,2 : 1,0 > 1,0 : 2,7 : 1,0 > 1,0 : 4,0 : 1,0 > 1,0 : 5,0 : 1,0 Trong điều kiện lượng photpho không đổi nghiên cứu này, hiệu suất loại bỏ COD phụ thuộc vào lượng magie bổ sung thêm, magie kết bơng với thành phần hữu nước thải [76] Sự thay đổi nồng độ thành phần P–photphat, N–amoni Mg nước thải sau xử lý theo liều lượng Mg bổ sung (thay đổi tỷ lệ mol Mg2+ : PO43-) thể Hình 3.7 Khi tăng tỷ lệ mol Mg2+ : PO43- đến 1,2 : 1,0, nồng độ P–photphat nước sau xử lý giảm 9,4 mg/L; sau dù tăng thêm tỷ lệ mol Mg2+ : PO43thì nồng độ P–photphat nước sau xử lý giảm không đáng kể Tuy nhiên, từ mức tỷ lệ mol Mg2+ : PO43- đến 1,2 : 1,0 trở đi, nồng độ Mg dư nước sau xử lý có xu hướng tăng nhẹ Với N–amoni, nồng độ thấp đạt nước thải sau xử lý khoảng 159 mg/L ứng với tỷ lệ mol Mg2+ : PO43- 1,2 : 1,0 N-amoni Magie 250 25 200 20 150 15 100 10 50 0,6:1 Nồng độ Magie, mg/L Nồng độ P-photphat, N-amoni, mg/L P-photphat 0,8:1 1:1 1,2:1 1,4:1 1,6:1 1,8:1 2,0:1 Tỉ lệ mol Mg : P-photphat Hình 3.7 Sự thay đổi nồng độ thành phần P, N, Mg nước thải sau xử lý trường hợp bổ sung magie 87 Hình 3.8 cho biết hiệu suất xử lý P–photphat N–amoni theo liều lượng Mg bổ sung Khi bổ sung Mg đến mức tỷ lệ mol Mg2+ : PO43- đến 1,2 : 1,0 hiệu suất loại P–photphat khơng tăng Trong đó, hiệu suất loại N–amoni đạt cực đại liều lượng Mg bổ sung này, sau có xu hướng giảm Như giải thích trên, bổ sung Mg mức đó, lượng kết tủa muối magie photphat tăng lên lượng kết tủa MAP giảm đi, nên hiệu suất loại amoni giảm P-photphat Hiệu suất loại bỏ, % 100 N-amoni 80 60 40 20 0,6:1 0,8:1 1:1 1,2:1 1,4:1 1,6:1 1,8:1 2,0:1 Tỉ lệ mol Mg : P-photphat Hình 3.8 Hiệu suất loại bỏ thành phần P, N bổ sung magie Như vậy, nước thải nghiên cứu, tỷ lệ Mg2+ : PO43- tối ưu 1,2 : 1,0 3.2.3 Thu hồi MAP có bổ sung đồng thời magie photphat 3.2.3.1 Hiệu thu hồi MAP Trong nước thải nghiên cứu, tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- 0,46 : 3,5 : 1,0 (theo N–amoni là: 0,13 : : 0,29), tỷ lệ MAP 1,0 : 1,0 : 1,0 Như để tăng hiệu suất loại bỏ N–amoni thu hồi MAP cần thiết bổ sung nguồn magie photphat từ bên Nghiên cứu bổ sung đồng thời magie photphat thực với nước thải có nồng độ Mg2+, N-NH4+ P-PO43- ban đầu 50 mg/L, 222 mg/L 141 mg/L; với liều lượng P-photphat cố định để đạt tỷ lệ mol NH4+ : PO43-là : liều lượng magie bổ sung khác Bảng 3.6 Kết khảo sát hiệu suất loại bỏ, thu hồi đồng thời P–photphat, N–amoni pH 9,5 bổ sung nguồn magie photphat trình bày Bảng 3.7 Kết thu cho thấy, hiệu suất loại bỏ P–photphat tăng nhanh từ 56,5% đến 92,6% tăng tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- từ 0,6 : 1,0 : 1,0 đến 1,0 : 1,0 : 1,0, sau ổn định khoảng 96,0% – 97,2% tiếp tục tăng lượng magie bổ sung 88 Hiệu loại bỏ N-amoni tăng từ 30,5% đến 80,9% tăng tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- từ 0,6 : 1,0 : 1,0 đến 1,4 : 1,0 : 1,0, sau có xu hướng giảm nhanh tiếp tục tăng lượng magie, giảm xuống 48,9% tỷ lệ mol 2,0 : 1,0 : 1,0 Bảng 3.6 Lượng magie, photphat bổ sung nồng độ sau bổ sung (Mg2+, N-NH4+, P-PO43- nước thải ban đầu: 50, 222, 141 mg/L) Tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- Lượng bổ sung (mg/L) Nồng độ sau bổ sung (mg/L) Magie P–photphat Magie P–photphat 0,6 : 1,0 : 1,0 178 351 228 492 0,8 : 1,0 : 1,0 254 351 304 492 1,0 : 1,0 : 1,0 331 351 381 492 1,2 : 1,0 : 1,0 407 351 457 492 1,4 : 1,0 : 1,0 483 351 533 492 1,6 : 1,0 : 1,0 559 351 609 492 1,8 : 1,0 : 1,0 635 351 685 492 2,0 : 1,0 : 1,0 711 351 761 492 Bảng 3.7 Ảnh hưởng tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- đến hiệu suất loại bỏ P, N Tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- Nồng độ sau xử lý (mg/L) P–PO43– N–NH4+ Mg2+ Hiệu suất loại bỏ (%) P–PO43– N–NH4+ Mg2+ 0,6:1,0 : 1,0 214,0 154,3 8,2 56,5 30,5 96,4 0,8 :1,0 : 1,0 117,0 138,6 9,6 76,2 37,6 96,8 1,0 :1,0 : 1,0 36,5 106,5 11,3 92,6 52,0 97,0 1,2 :1,0 : 1,0 27,4 61,2 13,2 94,4 72,4 97,1 1,4 :1,0 : 1,0 19,6 42,4 15,6 96,0 80,9 97,1 1,6 :1,0 : 1,0 15,2 56,4 22,7 96,9 74,6 96,3 1,8 :1,0 : 1,0 14,3 97,1 28,4 97,1 56,3 95,9 2,0 :1,0 : 1,0 13,8 113,5 40,4 97,2 48,9 94,7 Kết tương tự trường hợp bổ sung nguồn magie Khi lượng magie bổ sung giới hạn định, kết tủa khác MAP hợp chất chứa magie Mg3(PO4)2 đặc biệt kết tủa Mg(OH)2 hình thành nhiều theo phản ứng (3.2), làm giảm lượng sản phẩm MAP tạo thành, dẫn đến hiệu suất loại 89 bỏ N-amoni giảm Điều giải thích cho hiệu suất loại bỏ magie (Hình 3.10), lượng magie bổ sung vào nước thải nhiều so với N-amoni P-photphat (tỷ lệ mol từ 1,4 đến 2,0 lần) nồng độ magie nước thải đầu thấp, hiệu suất loại bỏ magie cao, lớn 94% tất tỷ lệ mol thí nghiệm Về tỉ lệ Mg2+ : NH4+ tối ưu, giá trị tối ưu trường hợp bổ sung đồng thời nguồn magie photpho 1,4 : 1,0; cao chút so với trường hợp bổ sung nguồn magie (1,2 : 1,0) Kết ảnh hưởng nồng độ N-amoni lại nước thải (trong pha lỏng) đến hiệu suất tạo MAP Với trường hợp bổ sung nguồn magie, tỉ lệ mol NH4+ : PO43- nước thải ban đầu (3,5 : 1,0) lớn so với tỉ lệ 1,0 : 1,0 MAP, lượng N-amoni dư lại dung dịch sau kết tủa MAP lớn Trong trường hợp này, phản ứng tạo MAP diễn thuận lợi, cân phản ứng (1.3) dịch chuyển bên phải, nhu cầu lượng Mg2+ để kết tủa gần hết PPO43- vào MAP không cao so với tỉ lệ : lý thuyết Ngược lại, trường hợp bổ sung đồng thời nguồn magie photpho để thu hồi triệt để N-amoni nồng độ N-amoni lại dung dịch sau kết tủa MAP thấp Trong trường hợp này, để thúc đẩy trình kết tủa P-PO43- vào MAP cần phải tăng lượng magie bổ sung Tuy nhiên, giải thích trên, bổ sung magie mức (trong trường hợp này, tỷ lệ Mg2+ : NH4+ : PO43- 1,4 : 1,0 : 1,0), lượng kết tủa muối magie photphat magie hydroxit tăng lên, làm cho lượng kết tủa MAP giảm đi, nên hiệu suất loại N-amoni giảm Hình 3.9 thể hiệu suất loại bỏ COD, N–amoni khối lượng kết tủa thu Hiệu suất loại bỏ COD tăng từ 27,8% lên 39,6% tăng tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- từ 0,6 : 1,0 : 1,0 đến 2,0 : 1,0 : 1,0 Tuy nhiên, lượng magie bổ sung tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- 1,4 : 1,0 : 1,0 , hiệu suất loại bỏ N–amoni khối lượng kết tủa thu giảm làm giảm hiệu thu hồi MAP Tại mức bổ sung magie tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- 1,4 : 1,0 : 1,0 , hiệu suất loại bỏ COD đạt 34,8% Khối lượng kết tủa MAP thu tăng từ 1,56 g/L đến 4,85 g/L tăng tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- từ 0,6 : 1,0 : 1,0 đến 1,4 : 1,0 : 1,0 giảm dần tiếp tục bổ sung nguồn magie Lượng kết tủa thu tăng theo hiệu suất loại bỏ N–amoni Như giải thích trên, bổ sung magie mức đó, lượng kết tủa muối photphat hydroxit magie tăng lên, làm giảm lượng kết tủa MAP thu 90 Khối lượng kết tủa N-amoni 5.0 80 4.0 60 3.0 40 2.0 20 1.0 Khối lượng kết tủa, g/L Hiệu suất loại bỏ, % COD 100 0.0 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 1,8 2,0 Tỷ lệ mol Mg2+ : N-NH4+ : P–PO43- Ghi chú: Tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- 0,6 : 1,0 : 1,0 ÷ 2,0 : 1,0 : 1,0 tương ứng với mức 0,6 ÷ 2,0 đồ thị Hình 3.9 Hiệu suất loại bỏ COD khối lượng kết tủa thu hồi bổ sung magie photphat Sự thay đổi nồng độ N–amoni, P–photphat, magie giá trị COD nước thải sau xử lý theo liều lượng magie P-phốt phát bổ sung thể Hình 3.10 Nồng độ P-photphat, N-amoni COD, mg/L P-photphat N-amoni Magie COD 250 2000 200 1600 150 1200 100 800 50 400 0 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 1,8 2,0 Tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- Hình 3.10 Hiệu suất loại bỏ P–photphat N–amoni theo lượng magie bổ sung Kết thu cho thấy, nồng độ P–photphat giảm nhanh từ 214 mg/L xuống 36,5 mg/L tăng tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- từ 0,6 : 1,0 : 1,0 đến 1,0 : 1,0 : 1,0 Từ mức bổ sung này, nồng độ P–photphat nước thải giảm chậm, đạt 3,8 mg/L tăng tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- đến 2,0 : 1,0 : 1,0 Nồng độ N–amoni giảm từ 154,3 mg/L xuống 42,4 mg/L tăng tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- đến 1,4:1,0:1,0 Từ mức bổ sung nồng độ N–amoni nước tăng nhanh đến 113,5 mg/L tăng tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- đến 2,0 : 1,0 : 1,0 Mặc dù hiệu loại bỏ magie mức cao (trên 94%), nồng độ magie nước thải sau xử lý tăng từ 8,2 mg/L đến 40,4 91 mg/L tăng lượng magie bổ sung COD nước thải sau xử lý giảm tuyến tính với lượng magie bổ sung Kết từ Hình 3.11 cho thấy, hiệu suất loại bỏ P-photphat tăng tương đối nhanh từ 56,5% đến 92,6 % tương ứng với tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- từ 0,6 : 1,0 : 1,0 đến 1,0 : 1,0 : 1,0 Nếu tiếp tục tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43-, hiệu suất loại bỏ P-photphat tăng với tốc độ chậm đạt 97,2% mức tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- từ 2,0 : 1,0 : 1,0 Trong đó, hiệu suất loại bỏ amoni đạt giá trị cực đại 80,9% mức tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43-là 1,4 : 1,0 : 1,0, sau giảm tiếp tục tăng tỷ lệ mol P-photphat Hiệu suất loại bỏ, % 100 N-amoni 80 60 40 20 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 1,8 2,0 Tỷ lệ mol Mg2+ : N-NH4+ : P–PO43- Hình 3.11 Hiệu suất loại bỏ P–photphat N–amoni theo lượng magie bổ sung Ghi chú: Tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- 0,6 : 1,0 : 1,0 ÷ 2,0 : 1,0 : 1,0 tương ứng với mức 0,6 ÷ 2,0 đồ thị Như vậy, tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- tối ưu cho việc loại bỏ đồng thời N– amoni P–photphat 1,4 : 1,0 : 1,0 3.2.3.2 Đánh giá sản phẩm MAP thu Mẫu MAP thu điều kiện thí nghiệm tối ưu (pH = 9,5; tốc độ khuấy 60 vòng/phút, thời gian phản ứng 60 phút) tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- 1,4 : 1,0 : 1,0 đem chụp SEM EDX để đánh giá thành phần chất lượng sản phẩm thu Kết cho thấy, kết tủa dạng tinh thể rõ ràng, có màu trắng xen lẫn nâu sẫm, bề mặt bám nhiều vết bẩn (Hình 3.12), thành phần hữu có nước thải kết tủa khác hình thành trình tạo MAP bám vào Thành phần nguyên tố P, Mg, O theo tỷ lệ % khối lượng sau: 13,6%, 11,4%, 59,4% (trong MAP tinh khiết là: 12,6%, 9,9% 65,3%) Ngồi ra, kết tủa chứa 11,2% C, lại chất khác 92 (a) (b) Hình 3.12 Kết tủa MAP thu (a) ảnh SEM MAP (b) tỷ lệ Mg2+ : NH4+ : PO43- 1,4 : 1,0 : 1,0 Lê Văn Dũng (2016) sử dụng hóa chất cơng nghiệp Na3PO4.12 H2O 98% nước ót lấy từ làng nghề làm muối Thụy Hải, Thái Thụy, Thái Bình, có hàm lượng Mg2+ 47.385 mg/l để xử lý nước thải biogas phương pháp kết tủa MAP cho kết tương tự Kết tủa MAP thu có thành phần nguyên tố P, Mg, O theo tỷ lệ % khối lượng 15,17%, 17,35%, 60,23% [74] Tổng hợp kết nghiên cứu xử lý, thu hồi N–amoni P–photphat nước thải chế biến CSTN điều kiện thí nghiệm tối ưu (pH : 9,5; thời gian phản ứng: 60 phút; tốc độ khuấy: 60 vòng/phút; tỷ lệ mol Mg2+ : N-NH4+ : P-PO43- 1,2 : 1,0 : 1,0 (với trường hợp bổ sung magie) 1,4 : 1,0 : 1,0 (với trường hợp bổ sung đồng thời magie photphat)) thể Bảng 3.8 Tổng hợp số nghiên cứu thu hồi MAP giới Việt Nam thể Bảng 3.9 Bảng 3.8 Tổng hợp kết nghiên cứu thu hồi MAP nước thải chế biến CSTN Hiệu suất thu hồi/loại bỏ, % P-photphat N-amoni COD Mg Khối lượng kết tủa MAP, g/L 44,7 13,1 16,6 96,4 0,62 93,3 28,4 23,1 98,1 1,31 96,0 80,9 34,8 97,1 4,85 Trường hợp Không bổ sung magie photphat Bổ sung magie Bổ sung magie photphat 93 Bảng 3.9 Một số kết nghiên cứu xử lý Amoni Photphat kết tủa MAP TT Loại nước thải I Ngoài nước Nước rỉ rác Nước thải xử lý bùn kỵ khí Nước thải xử lý bùn kỵ khí Nồng độ Amoni / Photphat ban đầu (mg/L) 5.618 / - 749 /- 790 /- Các hóa chất sử dụng MgCl2.6H2O, Na2HPO4.12H2O MgCl2.6H2O, H3PO4 Mg(OH)2 MgCl2.6H2O, Nước rỉ rác 2.750 /- Na2HPO4.12 H2O MgSO4.7H2O, Ca (H2PO4).H2O Nước thải sản xuất bánh kẹo, sau 735 / - xử lý kỵ khí Nước thải pha MgCl2.6H2O, Na2HPO4 441 – 602 / 198 KH2PO4, NH4Cl - 242 MgSO4.7H2O Tỷ lệ mol pH tối 2+: + 3Mg NH4 :PO4 ưu Thời gian phản ứng (phút) Hiệu suất loại bỏ Amoni / Photphat(%) 1,0 : 1,0 : 1,0 8,5-9,0 15 98 / - 1,5 : 1,0: 1,0 - 89,4 / - 1,1 : 1,3 : 1,0 8,5 - 6/- 1,0 : 1,0 : 1,0 - 92 / - 1,0 : 1,0 : 1,0 - 70 / - 1,1 : 1,0 : 1,1 9,2 - 83 / - 1,0 : 1,0 : 1,0 8,5 - / 92 Tài liệu tham khảo X.Z Li et al (1999) [79] Munch and Bar (2001) [78] Li and Zhao (2003) [60] Ozturk et al (2003) [80] M Yoshino et al (2003) [137] 94 TT Loại nước thải Nước thải công nghiệp Nước thải sinh hoạt (nấu ăn) Nồng độ Amoni / Photphat ban đầu (mg/L) Các hóa chất sử dụng 110 / - Nước ót, KH2PO4 500 / - Nước thải chăn nuôi gia cầm sau 1.318 xử lý UASB 11 Nước thải chăn nuôi lợn Nước thải xử lý bùn kỵ khí kỵ khí KH2PO4 55,1 – 139,7 Na2HPO4.12 H2O 415 265 / 23 Nước thải chăn 14 nuôi lợn sau xử lý MgCl2.6H2O, MgCl2.6H2O, nước giải khát 13 Na2HPO4.12 H2O 1.013 – 1.426 / Nước thải công 12 nghiệp sản xuất MgCl2.6H2O, 1.775 / 221 MgCl2.6H2O, NH4Cl Mg(OH), MgCl2 MgCl2.6H2O, KH2PO4 Tỷ lệ mol pH tối 2+: + 3Mg NH4 :PO4 ưu Thời gian phản ứng (phút) Hiệu suất loại bỏ Amoni / Photphat(%) 1,6 : 0,6 : 1,0 9,6 - 91 / - 1,0 : 1,0 : 1,0 9,5 - 88 /- Tài liệu tham khảo El Diwani et al (2007) [61] Zhang et al (2009) [81] K.Yetilmezsoy 1,0 : 1,0 : 1,0 - 85,4 / - And Z.S Zengin (2009) [82] 1,0 : 1,2 : 1,0 10 40 87 / 93 - 99 1,0 : 1,0 : 1,0 9,5 20 - / 97 10 - 29 / 90,6 1,0 : 1,0 (Mg2+:PO43-) 1,2 : 1,0 : 1,1 8-10 94,5 / 98,9 D Zhang (2012) [76] E L Foletto (2013) [84] L D Xavier (2014) [62] D Kim et al (2017) [63] 95 TT Loại nước thải II Nồng độ Amoni / Photphat ban đầu (mg/L) Các hóa chất sử dụng Tỷ lệ mol pH tối 2+: + 3Mg NH4 :PO4 ưu Thời gian phản ứng (phút) Hiệu suất loại bỏ Amoni / Photphat(%) Tài liệu tham khảo Trong nước 15 Nước thải biogas 726,6 16 Nước rỉ rác 314 / - Nước ót, Na3PO4.12 H2O, MgCl2.6H2O, KH2PO4 1,2 : 1,0 : 1,0 10 20 80,67 / 97,7 1,0 : 1,9 : 1,0 60 53 / 96 Lê Văn Dũng (2016) [74] Phạm Hương Quỳnh (2016) [75] III Trong nghiên cứu Không bổ sung 0,46 : 3,5 : 1,0 Nước thải biến CSTN chế 222 / 141 magie photphat MgCl2.6H2O, H3PO4 13,1 / 44,7 1,2 : 3,5 : 1,4 : : 9,5 60 28,4 / 93,3 80,9 / 96 Chỉ bổ sung magie Bổ sung magie photphat 96 Kết luận chương 3: Nước thải Nhà máy chế biến cao su Hà Tĩnh có hàm lượng N-amoni Pphotphat cao, đồng thời chứa thành phần magie, nên thuận lợi để thu hồi photpho; Đối với nước thải chế biến CSTN, điều kiện tối ưu để thu hồi MAP là: pH khoảng 9,0 – 10,0; tỉ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- 1,2: 1,0 : 1,0 (chỉ bổ sung magie để ưu tiên loại bỏ P-photphat) 1,4 : 1,0 : 1,0 (bổ sung nguồn magie photphat để nâng cao hiệu loại bỏ N-amoni tăng lượng MAP thu hồi); thời gian phản ứng 60 phút; Ở điều kiện pH tối ưu (9,5), hiệu suất loại P-photphat đạt gần 45% không bổ sung nguồn magie Hiệu suất loại bỏ N-amoni, COD, magie khối lượng kết tủa thu hồi là: 13,1%, 16,6%, 96,4% 0,62 g/L nước thải Khi bổ sung thêm muối magie clorua tỉ lệ mol magie : P-photphat tối ưu 1,2 : 1,0, hiệu suất loại photpho đạt 93,3%, nồng độ P-photphat nước thải sau xử lý 9,4 mg/L Hiệu suất loại bỏ N-amoni, COD khối lượng kết tủa thu hồi là: 28,4%, 23,1% 1,31 g/L nước thải Khi bổ sung đồng thời nguồn magie photphat, hiệu suất loại bỏ N-amoni khối lượng kết tủa MAP tăng cao đáng kể, tương ứng đạt 80,9% 4,85 g/L nước thải Hiệu suất thu hồi P-photphat điều kiện tối ưu đạt 96%; hiệu suất loại bỏ COD 34,8% 97 CHƯƠNG XỬ LÝ ĐỒNG THỜI CHẤT HỮU CƠ VÀ NITƠ BẰNG THIẾT BỊ SBR CẢI TIẾN Mở đầu Nước thải chế biến CSTN xem loại nước thải có mức độ nhiễm cao thành phần BOD, COD, tổng nitơ (TN) tổng chất rắn lơ lửng (TSS) với giá trị tương ứng lên tới 7.590 – 13.820 mg/L, 11.935 – 26.914 mg/L, 450 – 1.306 mg/L 468 – 2.220 mg/L [4] Ngồi cơng nghệ sinh học kỵ khí để xử lý hợp chất hữu cơ, nhà máy chế biến CSTN nước ta chủ yếu áp dụng mương oxy hóa, hồ tảo hay hồ tự nhiên để xử lý thành phần nitơ nước thải, nhiên, hiệu xử lý chưa cao, khó có khả xử lý triệt để thành phần nitơ đạt tiêu chuẩn xả thải Hơn nữa, hệ thống cần thời gian xử lý dài mặt xây dựng lớn Thời gian lưu nước hồ tự nhiên hồ tảo lên đến 30 ngày 21 ngày [1, 4, 5] Do đó, việc nghiên cứu quy trình cơng nghệ phù hợp để xử lý nitơ nước thải chế biến CSTN ngày quan tâm trở nên cấp thiết Tuy nhiên, nước ta chưa có nhiều cơng trình nghiên cứu, cải tiến cơng nghệ thiết bị để xử lý nitơ nước thải chế biến CSTN cách hiệu Thiết bị phản ứng theo mẻ luân phiên SBR nghiên cứu ứng dụng nhiều XLNT có ưu điểm: xử lý đồng thời chất hữu nitơ; cơng nghệ linh hoạt, thay đổi chế độ vận hành phù hợp với tính chất khác nhiều loại nước thải; không cần bể lắng cuối [98, 101-103, 138, 139] Tuy nhiên, SBR thông thường, để nâng cao khả xử lý đồng thời chất hữu nitơ cần phải thực nhiều chu trình phản ứng thiếu khí – hiếu khí luân phiên, kết hợp với áp dụng chế độ cấp nước thải nhiều lần vào giai đoạn đầu chu trình thiếu khí – hiếu khí [103, 138, 139] Vì vậy, q trình SBR thơng thường với nhiều chu trình thiếu – hiếu khí trở nên phức tạp, khó áp dụng thực tế, đặc biệt điều kiện Việt Nam Với mục tiêu phát triển thiết bị SBR cải tiến có khả xử lý hiệu đồng thời chất hữu nitơ nước thải chế biến CSTN thiết bị với quy trình vận hành đơn giản, chương nội dung sau nghiên cứu: 98 - Cải tiến thiết bị SBR gồm hai vùng thiếu khí hiếu khí nhằm nâng cao lực thực đồng thời trình oxy hóa chất hữu cơ, nitrit/nitrat hóa khử nitrit/nitrat hóa; cải tiến chế độ sục khí nhằm nâng cao hiệu xử lý TN tính ổn định thiết bị; - Nghiên cứu ảnh hưởng tải trọng COD, TN đến hiệu suất xử lý COD, Namoni, TN; - Nghiên cứu ảnh hưởng tỷ lệ COD/TN đến hiệu suất xử lý COD, Namoni, TN 4.1 Vật liệu phương pháp nghiên cứu 4.1.1 Vật liệu, hóa chất thiết bị nghiên cứu 4.1.1.1 Nước thải Nước thải sử dụng nghiên cứu nước thải đầu hệ thí nghiệm EGSB vận hành chế độ ổn định với nước thải thật Nhà máy chế biến cao su Hà Tĩnh COD nước thải khoảng 1.520 – 2.240 mg/L, nồng độ Namoni tổng nitơ (TN) khoảng 154 – 280 mg/L 231 – 410 mg/L Tỷ lệ COD/TN nước thải nằm khoảng 4,9 – 6,0 Trong nghiên cứu ảnh hưởng tỷ lệ COD/TN, với thí nghiệm tỷ lệ COD/TN 4,9 dung dịch amoni clorua bổ sung vào nước thải để đạt tỷ lệ COD/TN mong muốn 4.1.1.2 Bùn giống Bùn giống cho thiết bị SBR cải tiến bùn hoạt tính lấy từ bể lọc sinh học thiếu – hiếu khí trạm XLNT Cơng ty Cổ phần Nhựa Hà Nội Thiết bị SBR cải tiến khởi động với nồng độ MLSS ban đầu khoảng 5.000 mg/L 4.1.1.3 Hóa chất – Hóa chất điều chỉnh pH: NaOH Xilong Scientific C., Ltd, Trung Quốc – Các hóa chất phân tích: Các hóa chất phân tích hãng Wako, Nhật Bản 4.1.1.4 Thiết bị thí nghiệm Thiết bị sử dụng nghiên cứu hai hệ thống thiết bị SBR cải tiến (R1, R2) giống cấu trúc, thiết kế Hình 4.1, khác điều kiện vận hành Mỗi hệ thống bao gồm thiết bị SBR cải tiến, bơm cấp nước thải, máy thổi khí, van xả tự động Các thiết bị điều khiển chế độ hoạt động theo chu kỳ thời gian mong muốn Thí nghiệm tiến hành theo hình thức xử lý theo mẻ 99 Thiết bị SBR cải tiến chế tạo từ nhựa acrylic suốt, có tổng thể tích hữu Nước thải ích chiều cao làm việc tương ứng 15 lít 1,34 m 10 Khơng khí Nước sau xử lý, vị trí lấy mấu I II Thùng chứa nước thải Thiết bị SBR cải tiến Máy thổi khí 10 Bộ điều khiển Bơm cấp nước thải Van xả tự động Lưu lượng kế khí I Vùng hiếu khí a) Trong giai đoạn phản ứng Ống cấp nước thải Thùng chứa nước sau xử lý Cục phân tán khí II Vùng thiếu khí b) Trong giai đoạn lắng Hình 4.1 Hệ thiết bị SBR cải tiến Thiết bị SBR cải tiến phát triển nghiên cứu khác với thiết bị SBR thông thường, chia thành hai vùng vách ngăn thơng phía mặt đáy, việc cấp khơng khí giai đoạn phản ứng 100 mẻ xử lý thực vùng thứ Trong giai đoạn sục khí, có chênh lệch khối lượng riêng hỗn hợp nước – bùn hai vùng có sục khí khơng có sục khí mà hỗn hợp có khối lượng riêng lớn từ vùng khơng sục khí tuần hồn vùng có sục khí, tạo vòng tuần hồn khép kín hai vùng Với cấu tạo vậy, thiết bị SBR cải tiến đồng thời tồn hai vùng hiếu khí thiếu khí thiết bị, hỗn hợp nước – bùn luân chuyển từ vùng sang vùng nhờ hiệu ứng khí nâng mà khơng cần sử dụng bơm tuần hoàn Ngoài ra, thiết bị cải tiến để gộp giai đoạn tháo nước xử lý mẻ trước cấp nước cho mẻ thành bước cấp tháo nước đồng thời Việc thực cách cấp nước thải cho mẻ (sau giai đoạn lắng mẻ trước) vào phía đáy thiết bị, đồng thời mở van tháo nước phía thiết bị để nước xử lý mẻ trước phần phía thiết bị chảy ngồi Việc cấp tháo nước đồng thời cho phép kéo dài thời gian phản ứng mẻ xử lý, nâng cao hiệu suất xử lý; đồng thời cho phép đơn giản hóa qui trình vận hành thiết bị 4.1.2 Phương pháp nghiên cứu 4.1.2.1 Phương pháp thực nghiệm Qui trình thí nghiệm Một mẻ xử lý (180 phút) Lắng (mẻ trước) Cấp tháo nước đồng thời Phản ứng (sục khí) Lắng Cấp, tháo nước đồng thời (mẻ tiếp theo) Hình 4.2 Chu trình làm việc thiết bị SBR cải tiến Chu trình vận hành hệ thiết bị thí nghiệm Hình 4.2, bao gồm ba giai đoạn nối tiếp nhau: cấp tháo nước đồng thời, phản ứng lắng Tổng thời gian mẻ xử lý 180 phút, giai đoạn cấp tháo nước đồng thời thực 10 phút, giai đoạn phản ứng kéo dài 145 phút thời gian lắng 25 phút – Giai đoạn cấp tháo nước đồng thời: Khi bắt đầu mẻ xử lý mới, van xả bơm nước thải tự động làm việc Nước thải bơm vào bể SBR cải tiến theo hướng từ lên đẩy phần nước sau lắng phần thiết bị xử lý từ mẻ trước 101 Thời gian cấp nước 10 phút với lưu lượng điều chỉnh phù hợp cho chế độ thí nghiệm – Giai đoạn phản ứng: Ở thiết bị thí nghiệm thứ (R1), suốt giai đoạn phản ứng, tương tự hệ SBR thơng thường, q trình sục khí tiến hành lưu lượng khơng khí khơng đổi, mức 2,0 L/phút Ở thiết bị thí nghiệm thứ hai (R2), chu kỳ phản ứng, q trình sục khí thực với hai giai đoạn có lưu lượng khơng khí khác Ở giai đoạn 55 phút ban đầu, lưu lượng khơng khí trì mức thấp 0,4 L/phút nhằm trì mức DO (oxy hòa tan) thấp (< 0,5 mg/L) để thực đồng thời trình nitrit/nitrat hóa khử nitrit/nitrat hai ngăn thiết bị; giai đoạn 90 phút tiếp theo, lưu lượng khơng khí tăng lên mức 2,0 L/phút nhằm tăng DO thiết bị để oxy hóa triệt để chất hữu amoni lại – Giai đoạn lắng: Sau kết thúc giai đoạn phản ứng, máy cấp khí ngừng hoạt động, q trình lắng diễn thời gian 25 phút Chế độ hoạt động hệ thiết bị thí nghiệm SBR cải tiến trình bày Bảng 4.1 Bảng 4.1 Chế độ hoạt động thiết bị SBR cải tiến Thiết bị Thời gian cấp tháo nước đồng thời, phút R1 R2 10 Thời gian phản ứng, phút Sục khí 0,4 Sục khí 2,0 L/phút L/phút 145 55 90 Thời gian lắng, phút 25 Chế độ thí nghiệm Các cột SBR khởi động với nguồn bùn hoạt tính lấy từ hệ thống XLNT sinh hoạt theo cộng nghệ lọc sinh học hiếu khí – thiếu khí với nồng độ MLSS ban đầu khoảng 5.000 mg/L Quá trình khởi động thực phương thức tăng dần lưu lượng nước thải với điều kiện tải trọng COD ban đầu 0,5 kg COD/(m3ngày), tương ứng với tải trọng TN 0,07 kg N/(m3ngày) Các thí nghiệm thực nhiệt độ phòng 28 – 34oC, pH nước thải đầu vào khoảng 6,0 – 7,0 (pH thiết bị thay đổi khoảng 7,6 – 8,6) MLSS 102 trì khoảng 6.000 – 6.500 mg/L Đặc trưng nước thải điều kiện chế độ thí nghiệm thể Bảng 4.2 Bảng 4.3 Bảng 4.2 Chế độ thí nghiệm giai đoạn khởi động thiết bị SBR cải tiến Thông số Chế độ I Chế độ II 1.671 ± 34 1.743 ± 79 N-NH4+ vào, mg/L 154 ± 154 ± 10 TN vào, mg/L 227 ± 231 ± 15 Lưu lượng nước thải, L/ngày 4,67 ± 0,09 6,28 ± 0,12 Tải trọng COD, kg COD/(m3ngày) 0,52 ± 0,01 0,73 ± 0,02 Tải trọng N-NH4+, kg N-NH4+/(m3ngày) 0,048 ± 0,002 0,064 ± 0,003 Tải trọng TN, kg TN/(m3ngày) 0,070 ± 0,003 0,097 ± 0,005 7,4 ± 0,4 7,6 ± 0,3 COD vào, mg/L Tỷ lệ COD/TN Bảng 4.3 Chế độ thí nghiệm giai đoạn vận hành ổn định thiết bị SBR cải tiến Thông số Chế độ III Chế độ IV Chế độ V 1.600 ± 39 1.717 ± 25 2.016 ± 80 N-NH4+ vào, mg/L 190 ± 13 208 ± 261 ± 17 TN vào, mg/L 284 ± 19 311 ± 391 ± 26 Lưu lượng nước thải, L/ngày 8,45 ± 0,08 10,4 ± 0,2 11,8 ± 0,3 Tải trọng COD, kg COD/(m3·ngày) 0,90 ± 0,02 1,19 ± 0,03 1,61 ± 0,06 Tải trọng N-NH4+,kg N-NH4+/(m3·ngày) 0,11 ± 0,01 0,14 ± 0,01 0,21 ± 0,01 Tải trọng TN,kg TN/(m3·ngày) 0,16 ± 0,01 0,21 ± 0,01 0,31 ± 0,02 COD vào, mg/L Tỷ lệ COD/TN 5,7 ± 0,4 5,6 ± 0,2 5,2 ± 0,2 4.1.2.2 Phương pháp phân tích – Xác định pH, SS, VSS, BOD, COD, nồng độ hợp chất nitơ theo phương pháp mục 2.1.2.2; – Xác định DO: DO đo trực tiếp thiết bị SBR cải tiến máy đo DO cầm tay Hach HQ30D 103 4.2 Kết thảo luận 4.2.1 Sự thay đổi DO chu trình xử lý Sự thay đổi DO thiết bị SBR cải tiến R1 R2 theo chu trình xử lý chế độ (IV) mức OLR 1,19 kg COD/m3ngày; tải trọng TN 0,21 kg N/m3ngày) chế độ (V) mức OLR 1,61 kg COD/m3ngày; tải trọng TN 0,31 kg N/m3ngày) thể Hình 4.3a; khác biệt DO vùng sục khí khơng sục khí chế độ V thể Hình 4.3b R1-IV R2-IV R1-V R1- Vùng sục khí R2-Vùng sục khí R2-V (1) DO, mg/L DO, mg/L a (3) (2) R1-Vùng không sục khí R2-Vùng khơng sục khí (1) (3) (2) b 2 Sục mạnh Sục mạnh 0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 Thời gian, phút 20 40 60 80 100 120 140 160 180 Thời gian, phút Hình 4.3 Sự thay đổi DO thiết bị SBR cải tiến mẻ xử lý (a) Ở chế độ IV V, (b) Ở vùng có khơng sục khí (chế độ V) (1) Giai đoạn cấp tháo nước, (2) Giai đoạn phản ứng, (3) Giai đoạn lắng Kết Hình 4.3a cho thấy, với hai thiết bị thí nghiệm, giai đoạn khơng sục khí, tức giai đoạn cấp tháo nước đồng thời giai đoạn lắng, DO giảm; giai đoạn sục khí, DO tăng dần với tốc độ tăng phụ thuộc vào chế độ tải trọng chế độ sục khí DO chế độ tải trọng COD TN thấp (chế độ IV) cao DO chế độ tải trọng COD TN cao (chế độ V) Kết do, tải trọng COD TN tăng lượng oxy tiêu thụ cho q trình oxy hóa chất hữu nitrit/nitrat hóa amoni tăng, dẫn đến DO giảm Ở thiết bị R2, q trình sục khí giai đoạn đầu tiến hành lưu lượng thấp, DO giai đoạn đầu giai đoạn phản ứng thấp (< 0,5 mg/L); sau tăng lưu lượng sục khí, DO thiết bị tăng dần, thấp rõ rệt so với thiết bị R1 DO thấp giai đoạn đầu giai đoạn phản ứng thuận lợi cho trình khử nitrit/nitrat Hình 4.3b cho thấy, có khác biệt rõ rệt DO vùng sục khí khơng sục khí hai thiết bị R1 R2 DO thấp vùng khơng sục khí đảm bảo cho trình khử nitrit/nitrat xảy thuận lợi vùng 104 4.2.2 Ảnh hưởng tải trọng COD, nitơ 4.2.2.1 Ảnh hưởng tải trọng COD đến hiệu suất xử lý COD Hiệu suất xử lý COD chế độ thí nghiệm khác trình bày Hình 4.4 Hình 4.5 COD R1 Hiệu xuất xử lý R1 COD R2 Hiệu xuất xử lý R2 2500 100 2000 80 1500 60 II I III IV V 1000 40 500 20 Hiệu suất xử lý COD, % COD, mg/L COD vào 0 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 Thời gian vận hành, ngày Ghi chú: OLR (kg COD/m3ngày) chế độ: (I) = 0,52 0,01; (II) = 0,73 0,02; (III) = 0,9 ± 0,02; (IV) = 1,19 ± 0,03; (V) = 1,61 ± 0,06 400 100 300 90 200 COD R1 COD R2 Hiệu suất R1 Hiệu suất R2 80 100 70 Hiệu suất xử lý COD, % COD sau xử lý, mg/L Hình 4.4 Hiệu suất xử lý COD chế độ khác thiết bị SBR cải tiến 60 0.5 1.0 1.5 2.0 Tải trọng COD, kg-COD/(m3ngày) Hình 4.5 Quan hệ tải trọng hiệu suất xử lý COD thiết bị SBR cải tiến Kết nhận cho thấy, hiệu suất xử lý COD, hai hệ thiết bị R1 R2 gần đạt trạng thái ổn định sau tuần khởi động Kết lượng bùn hoạt tính đưa vào khởi động hệ thống lớn (tải trọng COD thấp) nguồn bùn có hoạt tính cao Hiệu suất xử lý COD trung bình tất chế độ ổn định đạt 95% Theo thời gian vận hành, tải trọng COD tải trọng TN tăng dần hiệu suất xử lý COD hai hệ thiết bị có 105 xu hướng ngày ổn định đạt trung bình 97% chế độ III – V Khả xử lý COD hai hệ thiết bị tương đương COD sau xử lý chế độ III – V phần lớn nhỏ 75 mg/L hai hệ thiết bị Kết cho thấy, khoảng khảo sát, tải trọng COD chưa ảnh hưởng đến hiệu suất xử lý COD hai hệ thiết bị 2.0 Tốc độ xử lý COD, kg-COD/(m3ngày) R1 R2 1.5 1.0 y = 0.9672x R² = 0.9963 0.5 0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 Tải trọng COD, kg-COD/(m3ngày) Hình 4.6 Quan hệ tốc độ xử lý tải trọng COD thiết bị SBR cải tiến Tốc độ xử lý COD hai thiết bị thể Hình 4.6 cho thấy, khoảng nghiên cứu, OLR 0,9 – 1,61 kg COD/m3ngày, tốc độ xử lý COD tăng tăng OLR xấp xỉ 97% OLR Tốc độ xử lý COD hai thiết bị tương đương 4.2.2.2 Ảnh hưởng tải trọng N–amoni đến hiệu suất xử lý N–amoni Kết nhận Hình 4.7 Hình 4.8 cho thấy, tương tự trường hợp COD, hiệu suất xử lý amoni hai hệ thiết bị gần đạt giá trị ổn định sau khoảng tuần khởi động Các hệ thí nghiệm nhanh chóng đạt trạng thái ổn định lượng bùn hoạt tính ban đầu sử dụng để khởi động lớn (5.000 mg/L), đồng thời nguồn bùn hoạt tính lấy từ hệ thống hiếu khí – thiếu khí nên có hoạt tính nitrit/nitrat hóa cao Hình 4.7 rằng, hiệu suất xử lý N–amoni hai thiết bị tương đương, trung bình đạt 99% nồng độ N-amoni trung bình sau xử lý mg/L 106 N-amoni R1 Hiệu xuất xử lý R1 N-amoni R2 Hiệu xuất xử lý R2 400 100 300 99 200 98 100 97 Hiệu suất xử lý N-NH4+, % N-NH4+, mg/L N-amoni vào 96 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 Thời gian vận hành, ngày Ghi chú: Tải trọng N-NH4+ (kg N-NH4+/m3ngày) chế độ: (I) = 0,048 0,002; (II) = 0,064 0,003; (III) = 0,11 ± 0,01; (IV) = 0,14 ± 0,01; (V) = 0,21 ± 0,01 100 99 N-amoni R1 N-amoni R2 Hiệu suất R1 Hiệu suất R2 98 97 96 0.05 0.10 0.15 0.20 Hiệu suất xử lý N-NH4+, % N-NH4+ sau xử lý, mg/L Hình 4.7 Hiệu suất xử lý N-amoni chế độ thiết bị SBR cải tiến 95 0.25 Tải trọng N-NH4+, kg N-NH4+/(m3ngày) Hình 4.8 Quan hệ tải trọng hiệu suất xử lý N–amoni thiết bị SBR cải tiến Trong thiết bị SBR cải tiến tồn hai vùng hiếu khí thiếu khí, nên xảy lúc hai q trình nitrit/nitrat hóa khử nitrit/nitrat giai đoạn phản ứng biểu diễn phương trình phản ứng Các phản ứng nitrit/nitrat hóa: Nitrit hóa: NH4+ + 1,5O2 NO2- + 2H+ + H2O (4.1) Nitrat hóa: NO2- + 0,5O2 NO3- (4.2) Các phản ứng khử nitrit/nitrat: Khử nitrit: a NO2- + CxHyOz a/2 N2 + 3x CO2 + b H2O + a OH- (4.3) 107 Trong đó, CxHyOz: chất hữu cơ, a = (4x + y – 2z), b = (y + z – 2x) Khử nitrat thành nitrit: a NO3- + CxHyOz a NO2- + 2x CO2 + y H2O (4.4) Mặt dù DO thiết bị R2, phần lớn thời gian phản ứng mẻ xử lý, thấp nhiều so với DO thiết bị R1 (Hình 4.3a), hiệu suất xử lý N–amoni cao tương đương thiết bị R1 Điều lý giải lượng khơng khí cấp cho thiết bị R2 thấp đủ, tối thiểu cho bước nitrit hóa theo phản ứng (1) xảy hoàn toàn Mặt khác, điều kiện DO thấp, trình khử nitrit/nitrat xảy theo phản ứng (4.3) (4.4) xảy dễ dàng, làm giảm lượng nitrit/nitrat sinh ra, điều thúc đẩy trình nitrit hóa nhanh Nghiên cứu Peng D cộng (2001) cho thấy, hiệu suất loại bỏ amoni thiết bị SBR xảy với hiệu suất cao điều kiện DO thấp 0,8 mg/L [140] Với SBR thông thường, chế độ sục khí có ảnh hưởng rõ rệt đến hiệu suất xử lý amoni [102, 138] Trong nghiên cứu này, hai thiết bị R1 R2 vận hành điều kiện DO khác biệt nhau, hiệu suất xử lý amoni hai thiết bị cao ổn định Kết cho thấy, SBR cải tiến nghiên cứu bị ảnh hưởng tốc độ sục khí có tính ổn định cao Kết thu Hình 4.9 cho thấy, khoảng tải trọng nghiên cứu, tốc độ xử lý N–amoni hai thiết bị R1 R2 tương đương, tăng tuyến tính với tải trọng N–amoni đạt xấp xỉ 99,9% giá trị tải trọng N–amoni Tốc độ xử lý N-NH4+, kg N-NH4+/(m3·ngày) 0.3 R1 R2 0.2 0.1 y = 0.999x R² = 1.000 0.0 0.05 0.10 0.15 Tải trọng N-NH4 kg N-NH4 +, 0.20 +/(m3·ngày) Hình 4.9 Quan hệ tốc độ xử lý tải trọng N–amoni 0.25 108 Như thấy khoảng tải trọng nghiên cứu, hiệu suất tốc độ xử lý COD N–amoni ổn định đạt giá trị cao Trong nghiên cứu này, nồng độ tải trọng COD N–amoni chưa ảnh hưởng đến hiệu suất xử lý COD N–amoni 4.2.2.3 Ảnh hưởng tải trọng TN đến hiệu suất xử lý TN Hiệu suất xử lý TN trình bày Hình 4.10 Kết thu cho thấy, thời gian khởi động để hệ thiết bị đạt hiệu suất xử lý TN ổn định kéo dài so với trường hợp COD N–amoni, 21 ngày thiết bị R2 khoảng 30 ngày thiết bị R1 Thời gian để thiết bị đạt trạng thái ổn định hiệu suất xử lý TN thiết bị R2 ngắn thiết bị R1, điều chứng tỏ, DO thấp chu kỳ sục khí nhẹ thiết bị R2 tạo điều kiện thuận lợi cho VSV khử nitrit/nitrat sinh trưởng nhanh thiết bị R2 so với thiết bị R1 T-N R1 Hiệu xuất xử lý R1 T-N R2 Hiệu xuất xử lý R2 100 400 80 300 60 200 40 100 20 Hiệu suất xử lý T-N, % TN, mg/L T-N vào 500 0 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 Thời gian vận hành, ngày Ghi chú: Tải trọng TN (kg TN/m3ngày) chế độ: (I) = 0,070 0,003; (II) = 0,097 0,005; (III) = 0,16 ± 0,01; (IV) = 0,21 ± 0,01; (V) = 0,31 ± 0,02 Hình 4.10 Hiệu xử lý TN chế độ khác Sau ổn định, hiệu suất xử lý TN thiết bị R1 đạt cao, trung bình 88 – 92 % chế độ III – V So với thiết bị R1, thiết bị R2 có khả đạt trạng thái ổn định nhanh hơn, hiệu suất xử lý cao ổn định Hiệu suất xử lý TN trung bình thiết bị R2 chế độ III IV 97%, chế độ V có giảm đơi chút, trung bình 94% Mặc dù tốc độ xử lý TN chế độ V cao chế độ III IV, hiệu suất xử lý TN chế độ V có giảm đi, điều chứng tỏ chế độ tải trọng TN bắt đầu ảnh hưởng đến hiệu suất xử lý, tốc độ xử lý khơng tuyến tính với tải trọng cấp vào 109 Các kết cho thấy rằng, hiệu suất xử lý TN thiết bị R2 nâng cao đáng kể so với thiết bị R1 Hiệu suất xử lý TN thiết bị R2 cao ổn định thiết bị R1 DO thiết bị R2 thấp hơn, nên trình khử nitrit/nitrat (phản ứng (4.3) (4.4)) xảy thuận lợi Hình 4.11 quan hệ tải trọng TN hiệu suất xử lý TN chế độ ổn định Tại tải trọng nhau, hiệu suất xử lý TN R2 cao R1 Nồng độ TN sau xử lý R2 thấp đáng kể so với R1 TN sau xử lý R2 nhỏ 25 mg/L ba chế độ thí nghiệm III – V, đó, TN sau xử lý R1 250 100 200 80 150 TN R1 TN R2 Hiệu suất R1 60 Hiệu suất R2 100 40 50 20 Hiệu suất xử lý TN, % TN sau xử lý, mg/L dao động khoảng 15 – 50 mg/L 0.1 0.2 0.3 0.4 Tải trọng T-N, kgT-N/(m3.ngày) Hình 4.11 Quan hệ tải trọng hiệu suất xử lý TN Tốc độ xử lý TN hai thiết bị Hình 4.12 Kết cho thấy, tải trọng nhau, tốc độ xử lý R2 lớn R1 Điều giải thích lý hiệu suất xử lý TN R2 cao R1 0.4 Tốc độ xử lý T-N, kg T-N/(m3ngày) R1 R2 0.3 y = 0.9547x R² = 0.9951 0.2 y = 0.913x R² = 0.9866 0.1 0.0 0.1 0.2 Tải trọng T-N, 0.3 kgT-N/(m3ngày) Hình 4.12 Quan hệ tải trọng tốc độ xử lý TN 0.4 110 4.2.3 Ảnh hưởng tỷ lệ COD/TN 3000 100 2500 90 2000 80 COD đầu vào COD đầu - R1 COD đầu - R2 Hiệu suất xử lý COD - R1 Hiệu suất xử lý COD - R2 1500 1000 500 70 60 50 Hiệu suất xử lý COD % COD, mg/L 4.2.3.1 Ảnh hưởng tỷ lệ COD/TN đến hiệu suất xử lý COD 40 3.0 3.5 4.0 4.5 5.0 5.5 6.0 Tỉ lệ COD/TN Hình 4.13 Ảnh hưởng tỷ lệ COD/TN đến hiệu suất xử lý COD Hình 4.13 thể quan hệ hiệu suất xử lý COD hai thiết bị R1, R2 tỷ lệ COD/TN khoảng 3,4 – 6,0 Kết cho thấy tỷ lệ COD/TN khác nhau, hiệu suất xử lý COD tương đối ổn định đạt 94% hai thiết bị R1 R2 Hiệu suất xử lý COD R2 ổn định hơn, gần không bị ảnh hưởng giảm tỷ lệ COD/TN, đạt từ 96,8% – 97,9% Trong đó, hiệu suất xử lý COD R1 đạt cao ổn định tương tự R2 khoảng tỷ lệ COD/TN 5/1 – 6/1, ổn định giảm tỷ lệ COD/TN Hiệu suất xử lý COD trung bình R1 94,9 ± 1,2% 4.2.3.2 Ảnh hưởng tỷ lệ COD/TN đến hiệu suất xử lý N–amoni Hiệu suất xử lý N–amoni tỷ lệ COD/TN khác thể Hình 4.14 Kết thu cho thấy, hiệu suất xử lý N–amoni chế độ ổn định trung bình ln đạt 99%, nồng độ amoni đầu mg/L Kết cho thấy rằng, hiệu suất xử lý N–amoni không bị ảnh hưởng nhiều tỷ lệ COD/TN Tải trọng COD cao ảnh hưởng làm giảm hiệu suất xử lý N–amoni thiếu hụt oxy cần thiết cho q trình nitrat hóa Tuy nhiên, nghiên cứu này, khác biệt tải trọng COD chế độ không lớn, dao động khoảng 0,9 – 1,6 kg COD/(m3ngày), hiệu suất xử lý amoni chưa bị ảnh hưởng tải trọng COD 600 100 500 99 400 98 300 97 N-amoni đầu vào N-amoni đầu - R1 N-amoni đầu - R2 Hiệu suất - R1 Hiệu suất - R2 200 100 96 95 Hiệu suất xử lý N-amoni, % N-amoni, mg/L 111 94 3.0 3.5 4.0 4.5 Tỉ lệ COD /TN 5.0 5.5 6.0 Hình 4.14 Ảnh hưởng tỷ lệ COD/TN đến hiệu suất xử lý N–amoni Một số nghiên cứu trước cho kết tương tự như: S A Mousavi S Ibrahim (2014) nghiên cứu ảnh hưởng tỉ lệ C/N đến phát triển thích ứng vi khuẩn nitrat hóa sử dụng nguồn cacbon khác bicacbonat hỗn hợp bicacbonat gluco cho thấy nguồn cacbon ảnh hưởng nhỏ đến phát triển thích nghi vi khuẩn nitrat hóa khả xử lý N–amoni [141]; Xiaoyang Fan (2015) nghiên cứu thực chế độ C/N 2/1, 3/1, 4/1, 5/1, 6/1 với nước thải tổng hợp thiết bị MBR cho thấy hiệu suất xử lý N–amoni tất chế độ đạt 92%, tỷ lệ 3/1, 4/1 5/1 hiệu suất xử lý đạt cao, 98%, có khác biệt tỷ lệ [142] 4.2.3.3 Ảnh hưởng tỷ lệ COD/TN đến hiệu suất xử lý TN Hiệu suất xử lý TN có khác biệt nhiều tỷ lệ COD/TN khác nhau, có khác biệt hai thiết bị R1 R2 Kết Hình 4.15 cho thấy, hiệu suất xử lý TN có xu tăng tăng tỷ lệ COD/TN Hiệu suất xử lý TN thấp tỉ lệ COD/TN thấp giải thích thiếu hụt chất hữu cho trình khử nitrit/nitrat tỉ lệ COD/TN thấp Hiệu suất xử lý TN trung bình thiết bị R1 tăng từ 70% lên 92% tăng tỉ lệ COD/TN từ 3,4 lên 6,0 Trong đó, hiệu suất xử lý TN thiết bị R2 tăng từ 80% lên 97% Kết Hình 4.15 rằng, hiệu suất xử lý TN thiết bị R2 cao đáng kể so với thiết bị R1 tất tỉ lệ COD/TN nghiên cứu Kết giải thích sau: Trong thiết bị SBR cải tiến nghiên cứu này, hai vùng hiếu khí thiếu khí tồn tại, q trình nitrit/nitrat hóa khử 112 nitrit/nitrat xảy đồng thời Trong thiết bị R1, điều kiện sục khí mạnh, amoni bị oxy hóa khơng đến nitrit mà đến nitrat Nitrat cần nhiều chất hữu nitrit để khử thành nitơ Thế nhưng, điều kiện sục khí mạnh này, chất hữu nhanh chóng bị oxy hóa phân hủy, lượng chất hữu lại khơng đủ cho q trình khử nitrit/nitrat xảy hồn toàn thiết bị R1 Trong trường hợp thiết bị R2, DO trì giá trị thấp, amoni oxy hóa chủ yếu thành nitrit, mà nitrit cần chất hữu cho q trình khử nitrit Hơn nữa, điều kiện DO thấp, lượng chất hữu bị tiêu thụ vi sinh vật oxy hóa chất hữu so với trường hợp thiết bị R1 Kết là, lượng chất hữu lại cho q trình khử nitrit/nitrat nhiều Do đó, q trình khử nitrit/nitrat xảy hoàn toàn thiết bị R2, dẫn đến nâng cao hiệu xử lý TN Hiệu suất xử lý TN, % 100 90 80 70 60 R1 50 R2 40 30 20 3.0 3.5 4.0 4.5 5.0 5.5 6.0 Tỷ lệ COD/TN Hình 4.15 Ảnh hưởng tỷ lệ COD/TN đến hiệu suất xử lý TN Kết rằng, chế độ sục khí lưu lượng khí thích hợp yếu tố quan trọng để nâng cao hiệu xử lý TN thiết bị SBR cải tiến Kết nhận nghiên cứu phù hợp với nghiên cứu số nghiên cứu trước Phạm Thị Hải Thịnh cộng (2012) nghiên cứu XLNT chăn nuôn lợn hệ thiết bị SBR vận hành theo chế độ chu trình thiếu khí – hiếu khí cho thấy, tỉ lệ COD/TN có ảnh hưởng rõ rệt đến hiệu suất xử lý TN Hiệu suất xử lý TN tăng nhanh tăng tỉ lệ COD/TN từ 1/1 lên 3/1 đạt ổn định mức 80% khoảng tỉ lệ 3/1 – 5/1 [138] Theo S A Mousavi S Ibrahim (2014) nguồn cacbon tỉ lệ C/N ảnh hưởng nhiều đến vi khuẩn dị dưỡng – vi khuẩn khử nitrat [141] 113 Nhiều nghiên cứu trước cho thấy, tỷ lệ COD/TN cần thiết để khử nitrat đến mức thỏa đáng hay hoàn toàn thiết bị nitrat hóa khử nitrat đồng thời dao động phạm vi - 15, thường khoảng xung quanh 10 cho q trình nitrat hóa khử nitrat đồng thời tối ưu [143-147] Y C Chiu cộng (2007) báo cáo rằng, hiệu xử lý nitơ thiết bị SBR nitrat hóa khử nitrat đồng thời đạt tối ưu tỷ lệ COD/N ban đầu điều chỉnh đến 11 [143] Nghiên cứu B Fu cộng (2010) nhận tỷ lệ COD/N tối ưu để loại bỏ nitơ carbon thiết bị sinh học hiếu khí với giá thể vi sinh chuyển động (MBBR) 13,4 [145] T J Ghehi cộng (2014) cho thấy, hiệu loại bỏ TN SBR tăng cường tỷ lệ COD/N 5, 10 20 67,9%, 83,5% 88,3% [146] X Fan (2015) nghiên cứu ảnh hưởng tỉ lệ C/N tốc độ sục khí đến hiệu suất XLNT tổng hợp thiết bị MBR cho thấy hiệu suất xử lý TN tăng từ 4,5% tỉ lệ C/N 2/1 lên 52,6% tỉ lệ C/N 6/1 [142] J Lin cộng (2016) nghiên cứu ảnh hưởng tỷ lệ COD/N đến hiệu suất xử lý nitơ thiết bị lọc sinh học hiếu khí kết hợp lọc màng khoảng tỉ lệ COD/N - 10 cho thấy, hiệu suất xử lý TN bị ảnh hưởng tỷ lệ COD/N nước thải, đạt mức cao tỷ lệ COD/N từ cao đạt 84,6% tỷ lệ COD/N [147] So với thiết bị nghiên cứu thấy, thiết bị SBR cải tiến R2 với kết cấu tương đối đơn giản nhỏ gọn đạt hiệu suất xử lý TN cao đáng kể (94 – 97%) tỷ lệ COD/N thấp khoảng Tỉ lệ COD/TN cần thiết thấp một ưu điểm bật thiết bị SBR cải tiến phát triển nghiên cứu Trong thực tế, tỉ lệ COD/TN nhiều loại nước thải không cao, loại nước thải có tỉ lệ COD/TN lớn 10 Vì vây, với tỉ lệ COD/TN cần thiết thấp, thiết bị SBR cải tiến xử lý hiệu nhiều loại nước thải thực tế mà không cần bổ sung thêm chất từ bên ngồi Hình 4.16 nồng độ N-nitrat TN sau xử lý theo tỉ lệ COD/TN Có thể thấy rằng, nitơ nước thải sau xử lý chủ yếu dạng nitrat Khi giảm tỉ lệ COD/TN, nồng độ N-nitrat TN sau xử lý tăng Điều thiếu chất hữu cho trình khử nitrit/nitrat tỉ lệ COD/TN thấp Đối với nước thải thực tế, với tỉ lệ COD/TN khoảng 4,9 – 6,0, nồng độ TN sau xử lý thiết bị R1, R2 tương ứng 50 mg/L 30 mg/L 114 Nồng độ N-NO3 - TN đầu ra, mg/L 250 200 N-nitrat đầu - R1 N-nitrat đầu - R2 TN đầu - R1 TN đầu - R2 150 100 50 3.0 3.5 4.0 4.5 5.0 5.5 6.0 Tỉ lệ COD/TN Hình 4.16 Nồng độ N-nitrat TN theo tỉ lệ COD/TN Tổng hợp số kết nghiên cứu xử lý đồng thời hữu ni tơ thiết bị SBR thể Bảng 4.4 So với thiết bị SBR thơng thường nhiều loại thiết bị nitrat hóa khử nitrat đồng thời, thiết bị SBR cải tiến nghiên cứu cho hiệu xử lý COD, N-amoni TN cao Bên cạnh đó, tải trọng làm việc thiết bị với thông số COD TN cao, tương ứng lên tới 1,6 kg COD/(m3ngày) 0,31 kg TN/(m3ngày) Bảng 4.4: Một số kết nghiên cứu xử lý hữu nitơ thiết bị SBR thiết bị nitrat hóa khử nitrat đồng thời khác Cơng nghệ / Loại nước thải Tải trọng (kg/(m3ngày)) Hiệu xử lý (%) Tài liệu tham khảo COD TN COD N–NH4+ TN 0,38 0,06 97 92 82 91 – 94 88 – 100 73 – 75 Thiết bị khí nâng có giá thể sinh học / nước thải H Guo (2005) [148] pha (NTP) SBR / NTP 0,3 0,01 – 0,026 MBR kiểu khí nâng tuần hồn nội có kiểm NTP SBR / NTP 0,06 90 – 80 2,6 – 5,2 0,20 96 90 - 90 – 94 - 59 – 88 0,6 Debsarkar (2006) [98] Q Meng (2008) 0,6 soát / NTP SBR kiểu khí nâng / A [144] Nguyễn Tr Lực 0,03 – 0,12 (2009) [105] T J Ghehi (2014) [101] 115 Công nghệ / Loại nước thải SBR / NTP MBR tuần hoàn nội / NTP Tải trọng Hiệu xử lý (%) (kg/(m3ngày)) Tài liệu tham khảo COD TN COD N–NH4+ TN 1,6 0,072 67 – 87 71 - 92 - 1,34 0,24 96 96 81 - - 96 99 92 0,8 0,08 - - 88 0,96 0,12 > 90 – 81 0,06 > 94 97 84 M SBR thiếu khí – hiếu Thiết bị lọc thiếu khí - xốp polyurethane sở bột zeolite / NTP [103] 0,23 (TOC) [149] X Zhou (2019) / NTP MBBR với giá thể mút [142] Y Sun (2017) NTP hiếu khí cấp nước lần (2015) [102] X Song (2017) lần/ NTP khí cấp nước lần / Bob X Fan (2015) SBR ba chu trình thiếu – hiếu khí, cấp nước M [150] Z Song (2019) [151] SBR cải tiến / Nước 0,9 0,16 97 ~ 100 97 Nghiên cứu thải chế biến mủ cao su 1,2 0,21 97 ~ 100 97 (Thiết bị R2, sau xử lý kỵ khí 1,6 0,31 97 ~ 100 94 chế độ III – V) 116 Kết luận chương 4: Thiết bị SBR cải tiến bao gồm vùng sục khí khơng sục khí với qui trình cấp tháo nước kết hợp có khả xử lý đồng thời chất hữu nitơ nước thải chế biến CSTN sau xử lý kỵ khí với hiệu xử lý nâng cao rõ rệt so với thiết bị SBR thông thường: – Thiết bị SBR cải tiến với chế độ sục khí thơng thường (thiết bị R1) cho hiệu suất xử lý COD, amoni TN trung bình 97%, xấp xỉ 100% 88 – 92% khoảng tải trọng COD, N-amoni TN cao, tương ứng 0,9 – 1,6 kg COD/m3ngày, 0,11 – 0,21 kg N-NH4+/m3ngày 0,16 – 0,31 kg TN/m3ngày; – Thiết bị SBR cải tiến với chế độ sục khí đặc biệt (thiết bị R2) gồm giai đoạn sục nhẹ ban đầu giai đoạn sục mạnh giai đoạn phản ứng có hiệu xử lý tính ổn định cao, đặc biệt hiệu suất xử lý TN nâng cao đáng kể Trong khoảng tải trọng nghiên cứu trên, hiệu suất xử lý COD, N-amoni TN trung bình thiết bị tương ứng 97%, gần 100% 94 – 97% Hiệu suất xử lý TN thiết bị SBR cải tiến tăng rõ rệt tăng tỉ lệ COD/TN khoảng từ 3,4 đến 6,0 Tỉ lệ COD/TN hiệu cho xử lý TN thiết bị SBR cải tiến khoảng – 6, thấp so với loại thiết bị nitrat hóa khử nitrat hóa đồng thời khác Ở điều kiện này, hiệu suất xử lý TN cao thiết bị SBR cải tiến vận hành chế độ sục khí thơng thường 92% thiết bị SBR cải tiến vận hành chế độ sục khí đặc biệt 97% Trong thiết bị SBR cải tiến, q trình nitrit/nitrat hóa khử nitrit/nitrat thực đồng thời chu trình phản ứng, khơng cần tách riêng giai đoạn thiếu khí hiếu khí, khơng cần dùng thiết bị khuấy trộn nên qui trình vận hành đơn giản hóa thiết bị kiểu có khả tiết kiệm lượng cao 117 CHƯƠNG ĐỀ XUẤT CÔNG NGHỆ XỬ LÝ NƯỚC THẢI CHẾ BIẾN CAO SU THIÊN NHIÊN Chế biến CSTN ngành công nghiệp quan trọng Việt Nam Như đề cập, ngành ngành cơng nghiệp có tải lượng phát thải cao, đặc biệt chất hữu dinh dưỡng N, P Thế nhưng, nay, nước thải chế biến CSTN xử lý chủ yếu hệ thống hồ kỵ khí và/hoặc hiếu khí Chất lượng nước sau xử lý hệ thống kém, chưa đáp ứng yêu cầu xả thải, lại cần mặt xây dựng lớn tiêu hao nhiều lượng Chính vậy, hệ thống XLNT nhà máy chế biến CSTN Việt Nam cần nâng cấp để giảm thiểu ô nhiễm môi trường 5.1 Sơ đồ công nghệ đề xuất Thông qua kết đạt nghiên cứu này, đưa đề xuất công nghệ phù hợp vừa xử lý hiệu nước thải chế biến CSTN vừa đồng thời thu hồi lượng chất dinh dưỡng Nước thải Hồ tách mủ Biogas Lò sấy sản phẩm Bể điều hòa EGSB Kết tủa MAP Bể trung gian Sản phẩm MAP SBR cải tiến Nước thải sau Hồ ổn xử lý định Hình 5.1 Sơ đồ công nghệ đề xuất cho hệ thống xử lý nước chế biến CSTN Sơ đồ khối công nghệ đề xuất Hình 5.1 Hệ thống xử lý gồm phận sau: - Hồ tách mủ: Lượng mủ cao su lẫn nước thải nhà máy chế biến CSTN Việt Nam thường cao so với nước thải nhà máy Thái Lan Malaysia Mủ cao su khó phân hủy sinh học, cần phải tách triệt để tốt trước XLNT 118 - Bể điều hòa: để chứa điều hòa chất lượng nước thải lưu lượng nước thải - Bể kỵ khí EGSB: Bể kỵ khí EGSB có hiệu xử lý cao hoạt động ổn định, đề xuất sử dụng loại thiết bị để xử lý phần lớn hợp chất hữu nước thải trước xử lý thiếu – hiếu khí Bể EGSB đóng vai trò quan trọng hệ thống: xử lý đến 80% lượng BOD COD nước thải với tải trọng hữu cao gấp khoảng 10 lần so với hệ thống xử lý hiếu khí thơng thường, vừa giảm tiêu hao lượng, vừa giảm thể tích thiết bị diện tích mặt xây dựng hệ thống xử lý Ngồi ra, hệ thống kỵ khí tạo khí biogas có khả thu hồi làm nhiên liệu cho lò sấy sản phẩm nhà máy chế biến CSTN - Hệ thống kết tủa MAP: Nước thải chế biến CSTN ngồi nitơ giàu photpho, nên nguồn đáng kể để thu hồi chất dinh dưỡng làm phân bón cho trồng Ngoài ra, hàm lượng magie nước thải cao su cao nên thuận tiện cho việc kết tủa thu hồi sản phẩm MAP Việc xử lý thành phần dinh dưỡng N, P nước thải phức tạp, tốn tiêu hao nhiều lượng, thu hồi N, P nước thải chế biến CSTN giải phát bền vững, thân thiện với môi trường Thiết bị SBR cải tiến: Sau giai đoạn xử lý trên, nồng độ chất hữu cơ, dinh dưỡng cao, nên thiết phải có cơng đoạn xử lý nâng cao nhằm xử lý triệt để thành phần lại Ở đây, xử lý nitơ vấn đề coi khó khăn Thiết bị SBR cải tiến có hiệu cao, có khả xử lý hiệu đồng thời chất hữu nitơ thiết bị nên lựa chọn ưu tiên cho giai đoạn 5.2 Tính tốn cân vật chất hệ thống Cân vật chất cho hệ thống thiết lập sở giả thiết rút từ thực nghiệm sau: – Giá trị hiệu suất xử lý COD thiết bị EGSB dùng tính tốn 70% (85% giá trị hiệu suất nghiên cứu); – Giá trị hiệu suất xử lý COD hệ kết tủa MAP 20%; – Hiệu suất xử lý COD bể SBR cải tiến 95%; – Hiệu suất xử lý TN, TP bể EGSB khơng đáng kể, bỏ qua; 119 – Chỉ bổ sung magie để thu hồi photpho, nitơ Hiệu suất thu hồi P hệ kết tủa MAP 80% lượng TP; – Hiệu suất loại bỏ TN bể SBR cải tiến 90% (giá trị thực nghiệm 94 – 97%); – Hiệu suất loại bỏ TP bể SBR khoảng 30%; – Số liệu thơng số đầu vào kết trung bình đợt khảo sát Nhà máy Cao su Hà Tĩnh Bảng 5.1; – Lưu lượng nước thải dùng tính tốn lấy lưu lượng nước thải Nhà máy Cao su Hà Tĩnh, 220 m3/ngày Cân vật chất hệ thống tính tốn phương pháp tính lặp sử dụng chương trình tính lặp Microsoft Excel Kết tính tốn lưu lượng nước thải; nồng độ tải lượng thông số điểm trước sau đơn vị xử lý Hình 5.2 Từ kết tính tốn cân vật chất (Bảng 5.1, Hình 5.2) thấy rằng, cơng nghệ đề xuất đảm bảo chất lượng nước đầu sau xử lý đạt yêu cầu xả thải theo QCVN 01-MT:2015/BTNMT Ngồi ra, với qui mơ Nhà máy Cao su Hà Tĩnh, ngày thu hồi khoảng 320 kg MAP Lượng khí biogas thu hồi hàng ngày khoảng 352 Nm3, tương đương với khoảng 200 Nm3 khí metan, mặt lượng tương đương với khoảng 200 kg dầu hay gần 2000 kWh Như vây, với m3 nước thải thu hồi 1,45 kg MAP 1,6 Nm3 khí biogas Bảng 5.1: Thông số nước thải đầu vào kết tính tốn đầu TT Thơng số Đơn vị Đầu vào (1) Đầu (6) COD mg/L 6.480 74,2 TN mg/L 285 31,0 TP mg/L 186 24,8 SS mg/L 500 50,0 120 352 Nm3/ngày Khí biogas Nước thải (1) Bể điều 220,0 (2) 232,7 EGSB (3) MAP 320,0 kg MAP/ngày Kết tủa MAP 232,7 (4) 232,7 Bể trung gian (5) 232,7 (6) 212,1 SBR cải tiến Nước sau xử lý (7) 20,6 Bùn Nước tràn (8) 12,7 Bể bùn Bùn (9) 7,9 Ghi chú: Con số ghi sơ đồ lưu lượng tính theo m /ngày Bảng cân vật chất Điểm Q, m3/ngày Q, m3/h COD, mg/L LCOD, kg/ngày TN, mg/L LTN, kg/ngày TP, mg/L LTP, kg/ngày SS, mg/L LSS, kg/ngày (1) 220 9,2 6480 1426 285 63 186 41 500,0 110,0 (2) 232,7 9,7 6181,6 1438,3 376,1 87,5 177,2 41,2 500,0 116,3 (3) 232,7 9,7 1854,5 431,5 376,1 87,5 177,2 41,2 200,0 46,5 (4) 232,7 9,7 1483,6 345,2 309,9 72,1 35,4 8,2 200,0 46,5 (5) 232,7 9,7 1483,6 345,2 309,9 72,1 35,4 8,2 200 46,5 (6) 212,1 8,8 74,2 15,7 31,0 6,6 24,8 5,3 50,0 10,6 (7) 20,6 0,9 8000,0 164,7 Hình 5.2 Kết tính tốn cân vật chất hệ thống (8) 12,7 0,5 1000 12,7 100,0 1,3 24,8 0,3 500,0 6,3 (9) 7,9 0,3 20000,0 158,4 121 KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ Kết luận 1) Tạo bùn hạt thành cơng với kích thước mm sau khoảng tháng khởi động thiết bị Thiết bị EGSB hoạt động ổn định khoảng OLR nghiên cứu – 20 kg COD/m3ngày với hiệu suất xử lý COD đạt trung bình 80%, hệ số chuyển hóa khí biogas nước thải chế biến CSTN 0,37 L/g COD chuyển hóa 2) Đánh giá khả xác định điều kiện cơng nghệ thích hợp phương pháp kết tủa MAP xử lý thu hồi đồng thời nitơ photpho nước thải chế biến CSTN: – pH tối ưu cho kết tủa MAP 9,5, mức pH thu hồi gần 45% P-photphat nước thải mà không cần phải bổ sung nguồn magie; – Trong trường hợp bổ sung magie, tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- tối ưu hiệu suất loại bỏ P-photphat tương ứng 1,2 : 1,0 : 1,0 93,3%; – Khi bổ sung đồng thời magie photphat, tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : PO43- tối ưu, hiệu suất loại bỏ P-photphat, N-amoni lượng kết tủa thu hồi tương ứng 1,4 : 1,0 : 1,0, 97,1%, 80,9% 4,85 g/L nước thải 3) Phát triển thành cơng thiết bị SBR cải tiến có khả xử lý đồng thời chất hữu nitơ nước thải với hiệu nâng cao rõ rệt so với thiết bị SBR thông thường, so với thiết bị nitrat hóa - khử nitrat khác: – Tại mức tải trọng 0,9 – 1,6 kg COD/m3ngày, 0,16 – 0,31 kg TN/m3ngày, hiệu suất xử lý COD, N–amoni TN trung bình tương ứng 97%, gần 100% 94 – 97% – Tỉ lệ COD/TN hiệu thiết bị SBR cải tiến khoảng – 6, thấp so với SBR thông thường, so với nhiều thiết bị nitrat hóa khử nitrat đồng thời khác – Hàm lượng COD, N-amoni TN trung bình nước thải sau xử lý hệ thống đạt trạng thái ổn định 70 mg/L, nhỏ mg/L 30 mg/L Các giá trị thấp giá trị xả thải tối đa cho phép nước thải sơ chế cao su thiên nhiên theo QCVN 01-MT: 2015/BTNMT 4) Đề xuất quy trình công nghệ XLNT chế biến CSTN với giai đoạn xử lý chính: Xử lý kỵ khí thu hồi lượng thiết bị EGSB – Thu hồi N, P 122 kết tủa MAP – Xử lý đồng thời chất hữu nitơ thiết bị SBR cải tiến, có đặc trưng: (1) tiết kiệm lượng; (2) có khả thu hồi lượng thơng qua việc thu hồi khí biogas làm nhiên liệu; (3) có khả thu hồi chất dinh dưỡng N, P; (4) xử lý hiệu đồng thời chất hữu cơ, nitơ photpho Kết thực nghiệm tính tốn cho thấy, hệ thống đảm bảo chất lượng nước đầu đạt yêu cầu xả thải theo QCVN 01-MT:2015/BTNMT Với nước thải Nhà máy cao su Hà Tĩnh, cơng nghệ đề xuất thu hồi khoảng 1,45 kg MAP/m3 nước thải 1,6 Nm3 khí biogas/m3 nước thải Kiến nghị - Nghiên cứu thành phần VSV hoạt tính bùn kỵ khí thiết bị EGSB, đánh giá hiệu xử lý tính ổn định thiết bị EGSB tải trọng 20 kg COD/m3ngày - Nghiên cứu quy mơ pilot để hồn thiện quy trình công nghệ đề xuất đề xuất đánh giá đầy đủ số kinh tế - kỹ thuật 123 DANH MỤC CÁC CƠNG TRÌNH ĐÃ CƠNG BỐ [1] Dương Văn Nam, Phan Đỗ Hùng, Nguyễn Hoài Châu, Đinh Văn Viện, Nghiên cứu thu hồi photpho từ nước thải chế biến cao su tự nhiên phương pháp kết tủa struvite Tạp chí Nơng nghiệp Phát triển Nơng thôn, số 21, 11/2017, tr 82 - 87 [2] Dương Văn Nam, Phan Đỗ Hùng, Nguyễn Hoài Châu, Đinh Văn Viện, Thiết bị SBR cải tiến hiệu cao xử lý đồng thời chất hữu nitơ nước thải chế biến cao su sau xử lý kỵ khí Tạp chí Khoa học Cơng nghệ Việt Nam B, Tập 22 số 11, 11/2017, tr 48 - 53 [3] Duong Van Nam, Nguyen Hoai Chau, Hamasaki Tatsuhide, Dinh Van Vien, Phan Do Hung, Effect of COD/TN ratio and loading rates on performance of modified SBRs in simultaneous removal of organic matter and nitrogen from rubber latex processing wastewater Vietnam Journal of Science and Technology 56 (2) (2018), p 236 - 245 124 TÀI LIỆU THAM KHẢO Trần Thị Thúy Hoa, Tổng quan yêu cầu phát triển bền vững ngành cao su giới Việt Nam Hội thảo tập huấn giảm thiểu rủi ro môi trường - xã hội cho doanh nghiệp đầu tư cao su tiểu vùng Mê Kông, 2016, TP Hồ Chí Minh Lương Đức Phẩm, Lê Văn Cát, Dương Hồng Anh, Lê Quốc Hùng, Ngô Kim Chi, Nguyễn Hữu Phú, Cao Thế Hà, Lê Anh Tuấn, Cơ sở khoa học công nghệ bảo vệ môi trường, Tập - Các q trình hố học cơng nghệ mơi trường Nhà xuất Giáo dục Việt Nam, 2009, Hà Nội Nguyễn Văn Phước, Xử lý nước thải đô thị công nghiệp phương pháp sinh học Nhà xuất Xây dựng, 2010, Hà Nội Nguyen Nhu Hien and Luong Thanh Thao, Situation of wastewater treatment of natural rubber latex processing in The Southeastern region Vietnam, Journal of Vietnamese Environment, 2012, (2), 58-64 Nguyễn Ngọc Bích, Báo cáo sơ kết áp dụng cơng nghệ hồ tảo xử lý nước thải số nhà máy chế biến thuộc tập đồn cơng nghiệp cao su Việt Nam Hội nghị ứng dụng tiến KHKT công nghệ chế biến cao su định hướng công tác chế biến giai đoạn 2011-2015 Đoàn Đặng Phi Cơng, Nguyễn Phước Dân, Đánh giá độc tính số nước thải cơng nghiệp điển hình Tạp chí phát triển khoa học công nghệ, 2009, tập 12, số 2, 121-131 Nguyen Trung Viet, Sustainable Treatment of Rubber Latex Processing Wastetwater, The UASB-System combined with Aerobic Post-Treatment Doctoral Thesis, Wageningen University, 1999, Netherland Nguyễn Ngọc Bích, Nghiên cứu lựa chọn công nghệ xử lý nước thải ngành chế biến cao su Việt Nam Luận án tiến sĩ Công nghệ nước nước thải, 2003 Viện Môi trường Tài nguyên, ĐH Quốc Gia Thành phố Hồ Chí Minh Nguyễn Thị Thanh, Nghiên cứu trình tạo bùn hạt hệ thống UASB nhằm xử lý nước thải sơ chế mủ cao su Luận án tiến sĩ công nghệ sinh học, 2016 Trường Đại học Bách khoa Hà Nội 10 Nguyễn Hữu Trí, Khoa học kỹ thuật công nghệ cao su thiên nhiên Nhà xuất trẻ, 2001 125 11 Nguyễn Hữu Trí, Lý thuyết kỹ thuật chế biến cao su Tổng công ty cao su Việt Nam, 2003 12 P Tekasakul and S Tekasakkul, Environmental problems related to natural rubber production in Thailand Journal of Aerosol, 2006, 21 (2), 122-129 13 M Mohammadi, H.C Man, M.A Hassan, and P.L Yee, Treatment of wastewater from rubber industry in Malaysia African Journal of Biotechnology, 2010, (38), 6233-6243 14 Công ty TNHH MTV Kỹ thuật Tài nguyên Môi trường Hà Tĩnh, Báo cáo quan trắc, giám sát chất lượng môi trường tháng đầu năm 2013 Nhà máy chế biến cao su Hà Tĩnh, 2013, Hà Tĩnh 15 V Thongnuekhang and U Puetpaiboon, Nitrogen removal from concentrated latex wastewater by land treatment Songklanakarin J.Sci Technol, 2004, 26 (4), 522 – 528 16 J Anotai, P Tontisirin, and P Churod, Integrated treatment scheme for rubber thread wastewater: Sulfide precipitation and biological processes Journal of Hazardous Materials, 2007, 141 (1), - 17 I.O Asia and E.E Akporhonor, Characterization and physicochemical treatment of wastewater from rubber processing factory International Journal of Physical Sciences, 2007, 2(3), 61-67 18 N.Z.R Anwar, M.A.A Hassan, I Mahmood, and A.K Khamis, Treatment of Rubber Processing Wastewater by Effective Microorganisms Using Anaerobic Sequencing Batch Reactor J Agrobiotech, 2013, 4, – 15 19 Đại học Bách khoa Hà Nội (HUST), Viện Nghiên cứu Cao su Việt Nam (RRIV), and Đại học Công nghệ Nagaoka (NUT), Báo cáo tổng kết Dự án tạo lập chu trình vòng khí thải cacbon với cao su thiên nhiên (ESCANBER), 2016, Hà Nội 20 T Watari, N.T Thanh, N Tsuruoka, D Tanikawa, K Kuroda, N.L Huong, N.M Tan, H.T Hai, M Hatamoto, K Syutsubo, M Fukuda, and T Yamaguchi, Development of a BR-UASB-DHS system for natural rubber processing wastewater treatment Environmental Technology 37 (4), 459-465 (2016) 21 T Watari, Development of a Novel treatment system for natural rubber processing wastewater in Vietnam Doctoral Thesis, Nagaoka University of Technology, Japan, 2018 126 22 Nguyễn Như Hiền, Nghiên cứu xử lý nitơ nước thải chế biến mủ cao su kết hợp q trình nitrit hóa bán phần - anammox hệ bùn lơ lửng bùn giá thể, Luận án tiến sĩ Công nghệ môi trường nước nước thải, 2017 Viện Môi trường Tài nguyên, Đại học Quốc Gia Thành phố Hồ Chí Minh 23 G.D Zupancic and V Grilc, Management of Organic Waste Chapter Anaerobic Treatment and Biogas Production from Organic Waste Intech, 2012 24 J.B.V Lier, N Mahmoud, and G Zeeman, Biological Wastewater Treatment: Principles Modelling and Disign Chapter 16: Anaerobic Wastewater Treatment IWA Publishing, 2008, London, UK 25 D.J Batstone, J Keller, and Blackall, The inffluent of substrate kinetics on microbial community structure in granular anaerobic biomass Water Research, 2004, 38, 1390 – 1404 26 J.G Zeikus, Microbial population in anaerobic digestion, Proceedings of the First International Symposium on Anaerobic Digestion Proceedings of the First International Symposium on Anaerobic Digestion, Cardiff, Wale, 1979 27 S.H Zinder, Conversion of acetate to methane by thermophiles in anaerobic digestion In 5th International Symposium on Anaerobic Digestion, 1988, Bologna, Italia 28 F.A Shah, Q Mahmood, M M Shah, A Pervez, and A Asad, Microbial Ecology of Anaerobic Digestion: The Key Player of Anaerobiosis The Scientific World Journal, 2014, - 21 29 C.A.L Chernichano, Biological Wastewater Treatment Series Volume four: Anaerobic Reactor IWA, 2007, London, England 30 S Aiyuk, I Forrez, L.K Lieven, A.V Haandel, and V.W Verstratete, Anaerobic and complementary treatment of domestic sewage in regions with hot climates Bioresource Technology, 2006, 97, 2225 - 2241 31 S.H Zinder, S.C Cardwell, T Anguish, M Yee, and M Koch, Methanogenesis in a themophilic (580C) anaerobic digestor: Mathanothrix sp as an important aceticlastic methanogen Applied and Environmental Microbiology, 1984, 47, 796 - 807 127 32 N Azbar, P Ursillo, and R.E Speece, Effect of process configuration and substrate complexity on the performance of anaerobic processes Water Research, 2001, 35, 817 - 829 33 P.L MacCarty, Anaerobic waste treatment fundamentals Public Works, 1964 34 C Mao, Y Feng, X Wang, and G Ren, Review on research achievements of biogas from anaerobic digestion Renewable and Sustanaible Energy Reviews, 2015, 45, 540 - 555 35 I.W Koster, and G Lettinga, The Influence of Ammonium-Nitrogen on the Specific Activity of Pelletized Methanogenic Sludge Agricultural Wastes, 1984, (3), 205 - 216 36 C Whittmann, A.P Zeng, and WD Deckwer, Growth inhibition by ammonia and use of a pH-controlled feeding strategy for the effective cultivation of Mycobacterium chlorophenolicum Appl Microbiol, Biotechnol., 1995, 44(3-4), 519 - 525 37 Y Chen, J.J Cheng, and K.S Creamer, Inhibition of anaerobic digestion process: A review Bioresource Technology, 2008, 99, 4044 - 4064 38 J.L Chen, R Ortiz, T.W.J Steele, and D.C Stuckey, Toxicants inhibiting anaerobic digestion: A review Biotechnology Advances, 2014, 32, 1523 - 1534 39 R.E Speece, Anaerobic biotechnology for industrial wastewater treatment Environmental Science Technology, 1983, 17 (9), 416A - 427A 40 J.B van Lier, Thermophilic Anaerobic Wastewater Treatment; Temperature Aspects and Process Stability Wageningen Agricultural University, Wageningen, 1995, The Netherlands 41 D Man, V D Last, and G Lettinga, Anaerobic treatment of municipal wastewater at low tempaeratures Anaerobic treatment A grown-up technology in Conference paper, Aquatech' 86, 1986, Amsterdam, 451-466 42 G Lettinga, Van Velson, S.W Hobma, W de Zeeuw, and A Klapwijka, Use of Upflow Sludge Blanket (USB) Reactor Concept for Biological Wastewater Treatment Especially of Anaerobic Treatment Biotechnology Bioengineering, 1980, 22, 699-734 128 43 V.D Last, and G Lettinga, Anaerobic treatment of domestic sewage under moderate climatic (Dutch) conditions using upflow reactions at increased superficail velocities Water Science and Technology, 1992, 25 (7), 167-178 44 S Karnchanawong and W Phajee, Effects of upflow liquid velocity of performance of Expanded Granular Sludge Bed (EGSB) System, International Journal of Civil an Environmental Engineering, 2009, (3), 141-144 45 Prakash, M.N Turamari, and G.M Hiremath, Hybrid EGSB Reactor for treating distillery wastewater International Journal of Innovative Research in Science, Engineering and Technology, 2017, (7), 14751 - 14757 46 Z Yejian, Y.Li, Ch Lina, L Xiuhua, M Zhijian, and Z Zhenjia, Startup and operation of anaerobic EGSB reactor treating palm oil mill effluent Journal of Environmental Science, 2008, 20, 658 – 663 47 I Colussi, A Cortesi, L.D Vedova, V Gallo, and F.K.C Robles, Start-up procedures and analysis of heavy metals inhibition on methanogenic activity in EGSB reactor Bioresource Technology, 2009, 100, 6290-6294 48 C Su, H Li, and Y Tian, Start-up of EGSB reactor for treatment of piggery wastewater An Indian Journal of BioTechnology, 2013, (1), 109-113 49 M Basitere, Y Williams, M.S Sheldon, S.K.O Ntwampe, D.D Jager, and C Dlangamanbla, Performance of an Expanded Granular Sludge Bed (EGSB) Reactor Coupled with Anoxic and Aerobic Bioreactors for Treating Poultry Slaughterhouse Wastewater Proceedings of the IWA 7th Eastern European Young Water Professionals Conference, 2015, Belgrade, Serbia 50 Tôn Thất Lãng, Kết nối hệ thống EGSB - bùn hoạt tính - lọc để xử lý nước thải dệt nhuộm Tạp chí khí tượng thủy văn, 2006, 1, 39-45 51 Vu Dinh Khang and Nguyen Tan Phong, Research on Wastewater Treatment by Expanded Granular Sludge Bed (EGSB) Reactor using Polyvinyl Alcohol (PVA) Carier International Journal of Biological Sciences and Engineering, 2012, (2), 66-70 52 Lê Văn Cát, Xử lý nước thải giàu hợp chất nitơ photpho Nhà xuất Khoa học Tự nhiên Công nghệ, 2007, Hà Nội 129 53 T.V Fernandes, K.J Keesman, G Zeeman, and J.B van Lier, Effect of ammonia on the anaerobic hydrolysis of cellulose and tributyrin Biomass and Bioenergy, 2012, 47, 316-323 54 H Huang, C Xu, and W Zhang, Removal of Nutrients from Piggery Wastwater using Struvite Precipitation and Pyrogenation Technology Journal of Bioresource Technology, 2011, 102 (3), 2523-2528 55 C.D Iaconi, M Pagano, R Ramadori, and A Lopez, Nitrogen Recovery from a Stabilized Municipal Landfill Leachate Bioresource Technology, 2010, 101 (6), 1736-1736 56 M.M Rahman, Y.H Liu, J.H Kwag, and C.S Ra, Recovery struvite from animal wastewater and its nutrient leaching loss in soil Hazardous Materials, 2011, 186, 2026-2030 57 R Yu, J Geng, H Ren, Y Wang, and K Xu, Struvite pyrolysate recycling combined with dry pyrolysis for ammonium removal from watewater Bioresource Technology, 2013, 132: p 154-159 58 S Yeoman, T Stephenson, J.N Lester, and R Perry, The removal of phosphorous during wastewater treatment: a review Environmental Pollution, 1988, 49, 183-233 59 N.O Nelson, R.L Mikkelsen, and D.L Hesterberg, Struvite precipitation in anaerobic swine lagoon liquid: effect of pH and Mg:P ratio and determination of rate constant Journal of Bioresource Technology, 2003 89(2003): p 229-236 60 X.Z Li, and Q.L Zhao, Recovery of ammonium-nitrogen from landfill leachate as a multi-nutrient fertilizer Ecological Engineering, 2003 20(2): p 171-181 61 G.E Diwani, Sh El Rafie, N.N.El Ibiari, H.L.El-Alila, Recovery of ammonia nitrogen from industrial wastewater treatment as struvite slow releasing fertilizer Desalination, 2007 214(1-3): p 200-214 62 L.D Xavier, M.C Cammarota, L Yokoyama, I.V Junior, Study of the recovery of phosphorous from struvite precipitation in supernatant line from anaerobic digesters of sludge Water Science and Technology, 2014 69(7): p 1546-1551 63 D Kim, K.J Min, K Lee, M.S Yu, K.Y Park, Effects of pH, molar ratios and pre-treatment on phosphorus recovery through struvite crystallization from 130 effluent of anaerobically digested swine wastewater Environmental Engineering Research, 2017 22(1): p 12-18 64 S Khaodhiar, K Saeng-aroon, and R Netvichien, Assessment of chemical speciation and condition for magnesium ammonium phosphate precipitation from swine effluent by computer program in International Conference on Agricultural, Environmental and Biological Sciences (AEBS), 2014, Phuket, Thailand 65 A Korchef, H Saidou, and M.B Amor, Phosphate recovery through struvite precipitation by CO2 removal: Effect of Magnesium, Phosphate and Ammonium concentrations Hazardous Materials, 2011, 186 (1), 602-613 66 R Kumar and P Pal, Response surface-optimized fenton's pre-treatment for chemical precipitation of struvite and recycling of water through dowstream nanofiltration Chemical Engineering, 2012 210: 33-44 67 A Siciliano, C Ruggiero, and S.D Rosa, A new intergrated treatment for the reduction of organic and nitrogen loads in methanogenic landfill leachates Process Safety and Environmental Protection, 2013, 91 (4), 311-320 68 R Yu, J Geng, H Ren, Y.Wang, and K Xu, Combination of struvite pyrolysate recycling with mixed-base technology for removing ammonium from fertilizer wastewater Bioresource Technology, 2012, 124, 292-298 69 I Kabdash, A Safak, and O Tunay, Bench-scale evaluation of treatment schemes incorporating struvite precipitation for young landfill leachate Waste Management, 2008, 28 (11), 2386-2392 70 I Kabdash, O Tunay, and P Ozcan, Application of struvite precipitation coupled with biological treatment to slaughterhouse wastewater Environmental Technology, 2009, 30 (10), 1095-1101 71 I.A Patel and H.H Desai, Ammonium removal from landfill leachate by chemical precipitation Innovative Research and Development, 2014, (7), 116-126 72 H.M Huang, X.M Xiao, and B Yan, Recycle use of Magnesium Ammonium Phosphate te remove ammonium nitrogen from Rare-Earth wastewater Water Science and Technology, 2009 59(6): p 1093-1099 73 X.Z Li and Q.L Zhao, Efficiency of biological treatment affected by high strengeth of ammonium-nitrogen in leachate and chemical precipitation of ammonium-nitrogen as pretreatment Chemosphere, 2001, 44(1): p 37-43 131 74 Lê Văn Dũng, Nghiên cứu thu hồi đồng thời amoni photphat từ nước thải biogas để làm phân bón Luận án Tiến sỹ Hóa học, 2016, Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại học Quốc Gia Hà Nội 75 Phạm Hương Quỳnh, Nghiên cứu xử lý nước rỉ rác theo hướng thu hồi nitơ tiết kiệm lượng Luận án Tiến sĩ Kỹ thuật môi trường, 2016, Trường Đại học Bách Khoa Hà Nội 76 D.M Zhang, Y.X Chen, G Jilani, W.X Wu, W.L Liu, and Z.Y Han, Optimization of struvite crystallization protocol for pretreating the swine wastewater and its impact on subsequent anaerobic biodegradation of pollutants Bioresource Technology, 2012 116, 386-395 77 A Uysal, Y.D Yilmazel, and G.N Demirer, The determination of fertilizer quality of the formed struvite from effluent of a sewage sludge anaerobic digester Hazardous Materials, 2010, 181 (1-3), 248-254 78 E.V Munch, K Barr, Controlled struvite crystallisation for removing phosphorous from anaerobic digester sidestreams Water Research, 2001 35(1): p 151-159 79 X.Z Li, Q.L Zhao, and X.D Hao, Ammonium removal from landfill leachate by chemical precipitation Waste Management, 1999 19: p 409-415 80 I Ozturk, M Altinbas, I Koyuncu, O Arikan, C Gomec-Yangin, Advanced Phusico-Chemical Treatment Experinences on Young Municipal Landfill Leachates Waste Management, 2003 23(5): p 441-446 81 T Zhang, L Ding, and H Ren, Pretreatment of ammonium removal from landfill leachate by chemical precipitation Hazardous Materials, 2009 166: p 911-915 82 K Yetilmezsoy and Z.S Zengin, Recovery ammonium nitrogen from the effluent of UASB treating poultry manure wastewater by MAP precipitation as slow release fertilizer Hazardous Materials, 2008, 166(1), 260-269 83 H.D Ryu and S Lee, Application of Struvite orecipitation as a pretreatment in treating swine wastewater Process Biochemistry, 2010, 45(4), 563-572 84 E.L Foletto, W.R.B dos Santos, M.A Mazutti, S.L Jahn, and A Gundel, Production of Struvite from Beverage Waste as Phosphorus Sourse Materials Research, 2013, 16(1), 242-245 132 85 D Kim, H.D Ryu, M.S Kim, J Kim, and S.I Lee, Enhancing Struvite Precipitation Potential for Ammonia Nitrogen Removal in Municipal Landfill Leachate Hazardous Materials, 2007, 146, 81-85 86 J Kochany and E.L Kochany, Utilization of landfill leachate parameters for pretreatment by fenton reaction and struvite precipitaion-A comparative study Hazardous Materials, 2009, 166(1), 248-254 87 L Ren, F Schuchardt, Y Shen, G Li, and C Li, Impact of struvite crystallization on nitrogen losses during composting of pig manure and cornstalk Waste Management, 2010, 30(5), 885-892 88 M Turker and I Celen, Removal of ammonia as struvite from anaerobic digester effluents and recycling of magnesium and phosphate Bioresource Technology, 2007, 98, 1529-1534 89 K.S Le Corre, E.V-Jones, P Hobbs, B Jefferson, and S.A Parsons, Struvite crystallisation and recovery using a stainless steel structure as a seed material Water Research, 2007, 41,2449-2456 90 Nguyễn Văn Phước, Giáo trình xử lý nước thải sinh hoạt công nghiệp phương pháp sinh học Nhà xuất Xây dựng, 2010, Hà Nội 91 W.W Eckenfelder and D J O'Connor, Biological Waste Treatment, ed s Edition, 1961, New York, Pergamon Press 92 Lương Đức Phẩm, Công nghệ xử lý nước thải biện pháp sinh học, 2012 NXB Giáo dục Việt Nam 93 Nguyễn Xuân Nguyên, Nước thải công nghệ xử lý nước thải, Nhà xuất Khoa học Kỹ thuật, 2003, Ha Nội 94 Nguyễn Văn Sức, Giáo trình Công nghệ xử lý nước thải, 2012, Nhà xuất Đại học Quốc gia Thành phố Hồ Chí Minh 95 Trần Hiếu Nhuệ, Thoát nước xử lý nước thải công nghiệp, 2001, Nhà xuất Khoa học Kỹ thuật, Hà Nội 96 Hoàng Huệ, Xử lý nước thải, 2013, Nhà xuất Xây dựng, Hà Nội 97 S.V Mohan, N.C Rao, K.K Prasad, B.T.V Madhavi, and P.N Sharma, Treatment of complex chemical wastewater in a sequencing batch reactor (SBR) with an aerobic suspended growth configuration Process Biochemistry, 2005, 40, 1501-1508 133 98 A Debsarkar, S Mukherjee, and S Datta, Sequencing Batch Reactor (SBR) Treatment for Simultaneous Organic Carbon and Nitrogen Removal - A Laboratory Study Journal of Environ Science & Engg, 2006, 48(3), 169 - 174 99 P Fongsatitkul, D.G Wareham, and P Elefsiniotis , The Influence of Oragnic Loading and Anoxic/Oxic Times on the Removal of Carbon, NItrogen and Phosphorous from a Wastewater Treated in a Sequencing Batch Reactor Journal of Environmental Science Health, A Tox Hazard Substance Environmental Engineering, 2008, 43(7), 725-730 100 M Arbabi, A Akbarzadeh, and A Khodabakhshi, Optimization of SBR system for enhanced biological phosphorus and nitrogen removal International Journal of Environmental Health Engineering, 2012, 1(6), 21 - 26 101 T.G Jafarzadeh, S Mortezaeifar, M Gholami, R.R Kalantary, and A.H Mahvi, Performance evaluation of enhanced SBR in simultaneous removal of nitrogen and phosphorous Journal of Environmental Health Science & Engineering, 2014, 12(1) 102 M.M Bob, S Azmi, M.H Ab Halim, N.S Jamal, A Nor-Anuar, and Z Ujang, Sequencing Batch Reaactors Operation at High Temperature for Synthetic Wastewater Treatment Using Aerobic Granular Sludge Water Technology 2015, 5(1), 69-76 103 X Song, L Zhao, D Liu, and J Zhao, Step-feeding SBR for nitrogen removal from expressway service area sewage AIP Conference Proceedings, 2017 104 Lê Quang Huy, Nguyễn Phước Dân, Nguyễn Thanh Phong, Ứng dụng q trình thiếu khí mẻ để xử lý oxit nitơ nồng độ cao nước rác cũ Science & Technology Development, 2009, 12(2) 105 Nguyễn Trọng Lực, Nguyễn Phước Dân, and Trần Tây Nam, Nghiên cứu tạo hạt hiếu khí khử COD Amonia bề mặt phản ứng khí nâng mẻ ln phiên Tạp chí phát triển Khoa học Công nghệ, 2009, 12(2), 39-50 106 Nguyen Thi Thanh Phuong, Nguyen Van Phuoc, and Thieu Cam Anh, Study on aerobic granula sludge formation in sequencing batch reactors for tapioca wastewater treatment Science & Technology Development, 2013, 16(M1), 40 - 48 134 107 Trần Quang Lộc, Nguyễn Đăng Hải, Trần Thị Tú, Hoàng Ngọc Tường Vân Nguyễn Quang Hưng, Sự hình thành phát triển bùn hạt hiếu khí lưu lượng sục khí khác bể phản ứng theo mẻ luân phiên Tạp chí Khoa học Trường Đại học Cần Thơ, 2015, A(37), 33 - 41 108 C.P.Jr Grady and H.C Lim, Biological Waste Water Treatment (Marcel Dekker Inc., New York, 1980) 109 C Dong, Expanded Granular Sludge Bed (EGSB) Reactor Treating Actual Domestic Wastewater: Temperature Influence International Conference on Remote Sensing, Environment and Transportation Engineering (RSETE 2013) 2013 China 110 M.M.A Saleh and U.F Mahmood, UASB/EGSB applications for industrial wastewater treatment Seventh International Water Technology Conference 2003 Egypt 111 L.W Meng, X.K Li, S.T Wang, L.L Liu, K.L Ma, and J Zhang, The longterm impact of cefalexin on organic substrate degradation and microbial community structure in EGSB system, Chemosphere 184, 215-223 (2017) 112 APHA (American Public Health Asociation), Standard methods for the examination of water and wastewater, 2005, Washington DC, USA 113 A Francese, P Cordoba, J Duran, and F Sineriz, High upflow velocity and organic loading rate improve granulation in UASB reactors World Journal of Microbiology and Biotechnology, 1998, 14(3), 337 - 341 114 V Singh, R.P Singh, and N D Pandey, Influencing factors of granule size in UASB reactor and methamaticl approach for its prediction International Journal of Innovative Research in Science, Engineering and Technology, 2015, 4(6), 4904 - 4909 115 T Abbasi and S.A Abbasi, Formation and impact of granules in fostering clean energy production and wastewater treatment in upflow anaerobic sludge blanket (UASB) reactors Renewable and Sustanaible Energy Reviews, 2012, 1696 - 1708 116 P Bhunia and M.M Ghangrekar, Required minium granule size in UASB reactor and characteristics variation with size Bioresource Technology, 2007, 98, 994 - 999 135 117 P Boonsawang, N Instrasungkha, and L Saifutdeen, Enhancement of sludge granulation in anaerobic treatment of concentrated latex wastewater Songklanakarin Journal of Science and Technology, 2008, 30(1), 111 - 119 118 T Abbasi, R Sanjeevi, J Anuradha, and A.A Abbassi, Impact of Al3+ on sludge granulation in UASB reactor Indian Journal of Biotechnology, 2013, 12: p 254 - 259 119 J.L Xing, Startup operation of the EGSB reactor Chinese Journal of Environmental Enginering, 2007 1(10): p 128 - 131 120 K Sun, L Xiaofeng, Zh Baochang, L Hongjun, and H Zhengchi1, Treatment of high strength soybean processing wastewater with anaerobic EGSB reactor Technology of Water Treatment, 2010 36(8): p 108 - 112 121 W Yoochatchaval, A Ahachi, H Harada, T Yamaguchi, and K Syutsubo, Characteristics of Granular Sludge in an EGSB Reactor for Treating low Strength Wastewater Int J Environ Res., 2008, 2(4), 319-328 122 H.H Wang, Start-up operation of EGSB reactor for the treatment of coking wastewater at normal temperature Industrial Wastewater Treatment, 2010, 30(8), 43 - 46 123 B Demirel and P Scherer, The roles of acetotrophic and hydrogenotrophi methanogens during anaerobic conversion of biomass to methane: a rieview Review in Environmental Science and Biotechnology, 2008, (2), 173 - 190 124 P Bajpai, Anaerobic Technology in Pulp and Paper Industry Chapter 2: Basics of Anaerobic Digestion Process Springer, 2017, Singapore 125 Đỗ Khắc Uẩn Đặng Kim Chi, Tình trạng khan photpho cần thiết việc tái sử dụng nguồn thải chứa photpho Tạp chí Khoa học Phát triển VI (6), 570-577 (2008) 126 Lê Văn Dũng, Trịnh Lê Hùng, and Nguyễn Xuân Thung, Nghiên cứu thu hồi đồng thời amoni phosphat từ nước thải biogas phương pháp kết tinh magie amoni phosphat (MAP) sử dụng nước ót Tạp chí hóa học ứng dụng, 2015 3(31): p 26-29 127 Phạm Hương Quỳnh Nguyễn Thị Sơn, Nghiên cứu tách ni tơ, phốt nước rỉ rác kết tinh MAP Tạp chí Khoa học Cơng nghệ trường Đại học Kỹ thuật 104, 108-111 (2015) 136 128 K.S Le Corre, E.V Jones, P Hobbs, and S.A Parsons, Phosphorous recovery from wastewater by struvite crystallization: A review Critical Reviews in Environmental Science and Technology 39 (6), 433-477 (2009) 129 A.M Rawn, A.P Banta, and R Pomery, Multiple-stage sewage sludge digestion American Society of Civil Engineers 2116, 93-132 (1937) 130 S Williams, Struvite precipitation in the sludge stream at Slough wastewater treatment plant and opportunities for phosphorus recovery Environmental technology 20 (7), 743-747 (1999) 131 K Suzuki, Y Tanaka, T Osada, and M Waki, Removal of phosphate, magnesium and calcium from swine wastewater through crystallization enhanced by aeration Water Research 36 (12), 2991-2998 (2002) 132 Y Song, P Yuan, B Zheng, J Peng, F Yuan, and Y Gao, Nutrients removal and recovery by crystallization of magnesium phosphate from synthetic swine wastewater Chemosphere, 2007, 69(2), 319-324 133 Lê Văn Dũng, Trịnh Lê Hùng Nghiêm Xuân Thung, Nghiên cứu ảnh hưởng Canxi đến phản ứng tạo Magie amoni photphat (MAP) Tạp chí phân tích Hóa, Lý Sinh học 19 (3), 46-92 (2014) 134 T Maekawa, C.M Liao, and X.D Feng, Nitrogen and phosphorus removal for swine wastewater using intermittent aeration batch reactor followed by ammonium crystallization process Water Resources, 1995 29(12): p 26432650 135 Đỗ Khắc Uẩn, R Banu, and I.T Yeom, Các yếu tố ảnh hưởng đến q trình kết tủa photphat nước thải có độ kiềm thấp Tạp chí Khoa học Cơng nghệ, 2009, 1(30), 90-96 136 I Celen, J.R Buchanan, R.T Burns, R.B Robinson, and D.R Raman, Using achemial equilibrium model to predict amendments required to precipate phosphorus as struvite in liquid swine manure Water Research, 2007, 41(8), 1689-1696 137 M Yoshino, M Yao, H Tsuno, and I Somiya, Removal and recovery of phosphate and ammonium as struvite from supernatant in anaerobic digestion.Water Science and Technology, 2003, 48 (1), 171-178 137 138 Phạm Thị Hải Thịnh, Phan Đỗ Hùng Trần Thị Thu Lan, Xử lý đồng thời hữu nitơ nước thải chăn nuôi lợn phương pháp SBR: Ảnh hưởng chế độ vận hành tỉ lệ cacbon hữu nitơ Tạp chí Khoa học công nghệ, 2012, 50(2B), 143-152 139 A Mekonnen and S Leta, Effect of cycle and fill period length on performance of an single sequencing batch reactor in the treatment of composite tannery wastewater Nature and Science 9(10) (2011) 140 P Dangcong, N Bernet, J.P Delgenes, and R Moletta, Simultaneous Organic Carbon and Nitrogen Removal in a SBR Controlled at Low Dissolved Oxygen Concentration Journal of Chemical Technology and Biotechnology, 2001, 76, 553-558 141 S.A Mousavi and S Ibrahim, Effect of COD/N Ratio on Growth and Adapatation of Nitrifying Bacteria American Journal of Oil and Chemical Technologies, 2014, 2(6) 142 X Fan, H.Q Li, P Yang, and B Lai, Effect of C/N Ratio and Aeration Rate on Performance of Internal Cycle MBR with Synthetic Wastewater Desalination and Water Treatment, 2015, 54(3), 573-580 143 Y.C Chiu, L.L Lee, C.N Chang, A.C Chao, Control of carbon and ammonium ratio for simultaneous nitrification and denitrification in a sequencing batch bioreactor International Biodeterioration & Biodegradation, 2007 59(1): p.1-7 144 Q Meng, F Yang, L Liu, F Meng, Effects of COD/N ratio and DO concentration on simultaneous nitrification and denitrification in an airlift internal circulation membrane bioreactor Journal of Environmental Sciences, 2008 20(8): p 933-939 145 B Fu, X Liao, L Ding, H Ren, Characterization of microbial community in an aerobic moving bed biofilm reactor applied for simultaneous nitrification and denitrification World Journal of Microbiology and Biotechnology, 2010 26(11): p 1981-1990 146 T.J Ghehi, S Mortezaeifar, M Gholami, R.R Kalantary, Performance evaluation of enhanced SBR in simultaneous removal of nitrogen and phosphorous Journal of Environmental Health Science & Engineering, 2014 12(1) 138 147 J Lin, P Zhang, G Li, J Yin, J Li, X Zhao, Effect of COD/N ratio on nitrogen removal in a membrane-aerated biofilm reactor International Biodeterioration & Biodegradation, 2016 113: p 74-79 148 H Guo, J Zhou, J Su, Z Zhang, Integration of nitrification and denitrification in airlift bioreactor Biochemical Engineering Journal, 2005 23(1): p 57-62 149 Y Sun, H Wang, G Wu, Y Guan, Nitrogen removal and nitrous oxide emission from a step-feeding multiple anoxic and aerobic process Environmental Technology, 2017 39(7): p 1-27 150 X Zhou, Q Zhang, H Sun, Q Zhao, Efficient nitrogen removal from synthetic domestic wastewater in a novel step-feed three-stage integrated anoxic/oxic biological aerated filter process through optimizing influent flow distribution ratio Journal of Environmental Management, 2019 231: p 1277-1282 151 Z Song, Z Zhang, H H Ngo, W Guo, P Song, Y Zhang, H Wen, J Guo, Zeolite powder based polyurethane sponges as biocarriers in moving bed biofilm reactor for improving nitrogen removal of municipal wastewater Science of The Total Environment, 2019 651(1): p 1078-1086 -1PHỤ LỤC PHỤ LỤC 1: KẾT QUẢ XỬ LÝ CHẤT HỮU CƠ VÀ THU HỒI NĂNG LƯỢNG BẰNG THIẾT BỊ EGSB 1.1 Giai đoạn khởi động thiết bị EGSB Chế độ (1) (2) (3) COD COD Hiệu suất OLR* vào xử lý COD (mg/L) (mg/L) (%) 2.533 1.852 2,7 26,9 Ngày thứ pH vào pH ULV (m/h) 6,52 7,38 0,04 6,50 7,46 0,05 2.480 1.827 2,7 26,3 6,45 7,58 0,05 2.506 1.792 3,0 28,5 6,64 7,62 0,05 2.512 1.767 2,9 29,7 6,70 7,52 0,05 2.531 1.742 2,9 31,2 6,62 7,45 0,05 2.498 1.738 2,8 30,4 6,84 7,56 0,05 2.515 1.694 2,8 32,6 6,64 7,64 0,05 2.486 1.705 3,0 31,4 Trung bình (TB) 6,61 ± 0,09 7,53 ± 0,07 0,05 ± 0,002 2.508 ± 15 1.765 ± 45 2,9 ± 0,1 29,6 ± 1,8 6,72 7,45 0,06 2.965 1.937 4,1 34,7 10 6,42 7,76 0,05 3.216 2.170 4,1 32,5 11 6,54 7,56 0,05 3.257 2.063 4,2 36,7 12 6,61 7,65 0,05 3.027 1.895 3,9 37,4 13 6,62 7,75 0,06 3.102 1.950 4,1 37,1 14 6,36 7,62 0,06 2.917 1.661 4,0 43,1 15 6,20 7,54 0,06 3.017 1.756 4,2 41,8 16 6,19 7,63 0,05 3.184 1.820 4,2 42,8 17 6,19 7,82 0,06 2.938 1.702 4,0 42,1 18 6,32 7,64 0,06 2.966 1.754 4,1 40,9 TB 6,42 ± 0,17 7,64 ± 0,08 0,06 ± 0,002 3.059 ± 105 1.871 ± 132 4,1 ± 0,1 38,9 ± 3,2 19 6,52 7,63 2,28 3.920 1.840 5,0 53,1 20 6,45 7,52 2,28 3.658 1.519 4,9 58,5 21 6,34 7,72 2,28 3.905 1.326 5,4 66,0 -2Chế độ (4) COD COD Hiệu suất OLR* vào xử lý COD (mg/L) (mg/L) (%) 3.772 1.286 5,0 65,9 Ngày thứ pH vào pH ULV (m/h) 22 6,61 7,84 2,28 23 6,37 7,80 2,28 3.613 1.031 4,8 71,5 24 6,67 7,67 2,28 3.776 1.123 5,2 70,3 25 6,39 7,82 2,28 3.840 1.004 5,2 73,9 26 6,23 7,85 2,28 3.615 965 4,7 73,3 27 6,35 7,65 2,28 3.926 887 5,2 77,4 TB 6,44 ± 0,11 7,72 ± 0,09 2,28 ± 0,001 3.871 ± 104 1.220 ± 242 5,0 ± 0,2 67,8 ± 6,1 28 6,56 7,48 2,28 4.840 2.368 6,5 51,1 29 6,65 7,69 2,28 4.646 2.576 6,2 44,6 30 6,32 7,02 2,28 5.117 2.852 6,7 44,3 31 6,69 7,01 2,29 5.174 3.025 7,8 41,5 32 6,59 6,80 2,29 4.850 3.027 8,3 37,6 33 6,68 7,02 2,29 4.414 2.725 7,5 38,3 34 6,68 7,06 2,29 4.414 2.834 7,4 35,8 35 6,54 7,12 2,29 4.444 2.826 7,5 36,4 36 6,55 7,42 2,30 4.828 3.031 8,8 37,2 37 6,74 7,35 2,29 4.614 2.770 7,9 40,0 38 6,65 7,52 2,29 4.508 2.421 7,4 46,3 39 6,68 7,56 2,29 4.385 1.957 7,2 55,4 40 6,75 7,69 2,29 4.442 1.707 7,3 61,6 41 6,62 7,65 2,29 4.885 1.921 7,8 60,7 42 6,50 7,42 2,29 4.910 2.366 8,4 51,8 43 6,65 7,45 2,29 4.935 2.383 8,1 51,7 44 6,64 7,38 2,29 4.872 2.376 8,1 51,2 45 6,75 7,50 2,29 5.176 2.300 8,5 55,6 46 6,76 7,64 2,29 4.889 2.018 7,6 58,7 47 6,45 7,67 2,29 4.620 2.046 7,4 55,7 48 6,60 7,68 2,29 4.525 1.975 7,4 56,4 49 6,30 7,56 2,29 4.750 2.142 7,7 54,9 50 6,50 7,54 2,29 4.645 1.937 7,8 58,3 -3Chế độ (5) (6) COD COD Hiệu suất OLR* vào xử lý COD (mg/L) (mg/L) (%) 4.653 2.210 7,0 52,5 Ngày thứ pH vào pH ULV (m/h) 51 6,57 7,52 2,29 52 6,55 7,60 2,28 5.334 2.539 7,6 52,4 53 6,44 7,53 2,28 5.369 2.717 7,8 49,4 54 6,45 7,42 2,29 4.968 2.357 7,6 52,6 55 6,56 7,60 2,28 4.391 1.960 6,2 55,4 56 6,39 7,52 2,29 4.572 1.863 7,0 59,3 57 6,45 7,65 2,28 4.450 1.975 6,5 55,6 58 6,54 7,60 2,29 4.861 2.130 7,8 56,2 59 6,68 7,72 2,29 4.860 2.056 7,3 57,7 60 6,70 7,65 2,29 4.685 1.972 7,6 57,9 61 6,54 7,68 2,29 5.012 2.056 8,4 59,0 62 6,72 7,62 2,30 4.708 2.122 9,2 54,9 63 6,65 7,65 2,30 4.956 2.032 9,3 59,0 TB 6,59 ± 0,1 7,47 ± 0,18 2,29 ± 0,004 4.770 ± 221 2.321 ± 318 7,6 ± 0,5 51,3 ± 6,3 64 6,62 7,02 2,31 7.132 3.633 15,2 49,1 65 6,50 7,10 2,31 7.043 3.543 14,0 49,7 66 6,62 7,05 2,31 7.136 3.446 15,9 51,7 67 6,54 7,02 2,31 7.106 3.428 14,1 51,8 68 6,62 7,00 2,31 7.132 3.454 15,2 51,6 69 6,68 6,86 2,31 7.001 3.265 15,2 53,4 70 6,64 6,79 2,31 7.222 3.487 15,5 51,7 71 6,75 7,03 2,31 6.913 3.090 15,1 55,3 72 6,68 7,23 2,31 6.789 3.094 14,5 54,4 73 6,70 7,45 2,31 6.952 3.052 15,2 56,1 74 6,69 7,48 2,31 7.035 2.915 14,9 58,6 75 6,52 7,52 2,31 7.135 2.905 15,9 59,3 TB 6,63 ± 0,06 7,13 ± 0,19 2,31 ± 0,002 7.050 ± 94 3.276 ± 223 15,1 ± 0,5 53,5 ± 2,7 76 6,52 7,55 2,32 3.400 1.065 7,9 68,7 77 6,61 7,41 2,32 3.257 1.027 7,5 68,5 78 6,67 7,62 2,31 3.253 926 6,9 71,5 -4Chế độ COD COD Hiệu suất OLR* vào xử lý COD (mg/L) (mg/L) (%) 3.467 892 7,4 74,3 Ngày thứ pH vào pH ULV (m/h) 79 6,50 7,56 2,31 80 6,72 7,63 2,31 3.526 857 7,5 75,7 81 6,79 7,80 2,30 3.915 956 7,6 75,6 82 6,68 7,69 2,31 3.873 885 8,3 77,1 83 6,61 7,72 2,31 3.813 762 7,9 80,0 84 6,53 7,69 2,31 4.104 776 8,8 81,1 85 6,56 7,59 2,31 4.067 752 8,7 81,5 86 6,55 7,52 2,31 4.028 705 8,8 82,5 87 6,52 7,56 2,31 3.672 635 8,2 82,7 TB 6,61 ± 0,08 7,61 ± 0,08 2,31 ± 0,003 3.698 ± 269 853 ± 106 8,0 ± 0,5 76,6 ± 4,2 Ghi chú: * Đơn vị: kg COD/m3·ngày 1.2 Giai đoạn hoạt động ổn định thiết bị EGSB 1.2.1 Ảnh hưởng tải trọng COD đến hiệu xử lý COD Chế độ (I) (II) Ngày thứ pH vào pH COD COD OLR* vào (mg/L) (mg/L) 3.410 492 7,3 3.317 483 7,5 3.269 492 7,3 3.400 487 7,5 3.289 496 7,6 Hiệu suất xử lý (%) 85,6 85,4 84,9 85,7 84,9 Tốc độ xử lý** 88 89 90 91 92 6,62 6,55 6,69 6,77 6,63 7,85 7,77 7,65 7,82 7,82 6,2 6,4 6,2 6,4 6,5 93 6,65 7,69 3.527 492 8,0 86,1 6,9 94 95 96 97 98 99 6,51 6,70 6,65 6,52 6,56 6,58 7,92 7,81 7,80 7,76 7,64 7,82 3.686 3.554 3.585 3.564 3.449 3.535 523 531 584 487 479 503 8,2 7,6 8,0 7,9 8,1 7,9 85,8 85,1 83,7 86,3 86,1 85,8 7,0 6,4 6,7 6,8 7,0 6,7 TB 6,62 ± 0,06 7,78 ± 0,06 3.465 ± 110 504 ± 21 7,7 ± 0,3 85,5 ± 0,5 6,6 ± 0,2 100 101 6,50 6,60 7,69 7,70 3.996 3.812 805 731 11,6 11,2 79,9 80,8 9,2 9,1 -5Chế độ Ngày thứ COD COD pH vào OLR* (mg/L) (mg/L) 7,68 3.814 760 11,2 7,72 3.785 787 11,2 Hiệu suất xử lý (%) 80,1 79,2 Tốc độ xử lý** 102 103 6,52 6,59 104 105 6,48 6,55 7,72 7,62 3.771 3.699 805 716 11,1 11,0 78,7 80,6 8,7 8,9 106 107 6,46 6,42 7,57 7,66 4.088 4.000 729 738 12,1 11,7 82,2 81,6 9,9 9,6 108 109 6,45 6,35 7,63 7,68 3.875 3.942 692 696 10,7 11,4 82,1 82,3 8,8 9,3 110 111 6,48 6,37 7,59 7,73 3.769 3.875 675 667 11,0 11,0 82,1 82,8 9,0 9,1 112 113 114 6,48 ± 0,06 6,50 6,37 6,33 7,67 ± 0,04 7,52 7,47 7,52 3.869 ± 94 5.592 6.107 6.022 733 ± 11,3 ± 38 0,3 2.236 16,1 2.240 17,4 2.225 16,7 81,0 ± 1,2 60,0 63,3 63,1 9,1 ± 0,3 9,7 11,0 10,5 115 116 117 118 119 120 121 122 6,40 6,38 6,36 6,32 6,35 6,09 6,12 5,86 7,65 7,62 7,62 7,82 7,81 7,42 7,45 7,38 5.985 6.125 6.400 6.500 6.692 6.558 6.278 6.976 2.192 2.234 2.008 1.976 2.060 1.954 2.035 2.106 16,8 17,4 18,0 17,9 19,2 18,1 17,1 19,6 63,4 63,5 68,6 69,6 69,2 70,2 67,6 69,8 10,7 11,1 12,3 12,5 13,3 12,7 11,5 13,7 123 5,92 7,40 6.011 1.956 17,1 67,5 11,5 124 125 126 127 128 129 130 131 5,95 6,03 5,85 6,02 6,03 6,01 6,05 5,90 7,68 7,85 7,68 7,76 7,68 7,80 7,80 7,68 6.831 6.248 6.031 6.974 5.885 6.285 6.112 6.314 2.021 2.036 1.921 1.765 1.621 1.600 1.605 1.656 19,2 17,4 16,9 19,3 16,5 17,8 17,2 18,2 70,4 67,4 68,1 74,7 72,5 74,5 73,7 73,8 13,5 11,8 11,5 14,4 12,0 13,2 12,7 13,4 132 133 6,05 6,12 7,86 7,69 6.225 6.265 1.614 1.604 17,4 18,3 74,1 74,4 12,9 13,6 TB (III) pH vào 9,0 8,9 -6Chế độ Ngày thứ pH 134 6,14 ± 0,17 6,32 7,64 ± 0,13 7,68 6.292 ± 265 7.264 1.939 17,7 ± ± 194 0,8 1.297 20,5 135 136 6,27 6,26 7,72 7,65 6.868 6.625 1.256 1.136 137 138 6,32 6,40 7,90 7,68 7.016 6.548 139 140 6,37 6,34 7,96 7,68 141 142 143 6,35 6,30 6,35 144 Tốc độ xử lý** 12,2 ± 1,0 16,9 19,8 18,7 81,7 82,9 16,2 15,5 1.132 1.064 20,2 18,7 83,9 83,8 16,9 15,7 6.723 6.552 1.089 1.123 19,5 19,0 83,8 82,9 16,3 15,7 7,78 7,65 7,92 6.887 6.414 5.923 1.016 1.127 1.365 20,1 18,8 17,0 85,2 82,4 77,0 17,1 15,5 13,0 6,46 7,76 5.835 1.041 17,0 82,2 14,0 145 6,34 ± 0,04 6,48 7,76 ± 0,09 7,83 6.605 ± 319 3.680 1.150 19,0 ± ± 85 0,9 725 10,6 82,5 ± 1,3 80,3 15,7 ± 0,9 8,5 146 147 148 149 150 151 152 153 6,33 6,25 6,29 6,34 6,26 6,47 6,56 6,45 7,69 7,81 7,75 7,86 7,78 7,64 7,83 7,86 3.796 3.610 3.472 3.760 3.520 3.642 3.720 4.165 712 656 626 682 632 586 574 595 10,7 10,5 9,8 10,8 10,1 10,4 10,6 12,0 81,2 81,8 82,0 81,9 82,0 83,9 84,6 85,7 8,7 8,6 8,0 8,9 8,3 8,7 9,0 10,3 154 155 6,38 6,60 7,88 7,75 3.911 4.283 436 544 11,4 12,2 88,9 87,3 10,1 10,6 TB 6,40 ± 0,10 7,79 ± 0,06 3.778 ± 190 615 ± 10,8 ± 62 0,6 83,6 ± 2,2 9,1 ± 0,7 TB (V) Hiệu suất xử lý (%) 69,1 ± 3,5 82,1 TB (IV) COD COD vào OLR* (mg/L) (mg/L) pH vào Ghi chú: *, ** Đơn vị: kg COD/m3·ngày -71.2.2 Hiệu sinh khí biogas Chế độ (I) 88 3,79 7,3 84.0 Lượng khí sinh ĐKTC (L/ngày) 32.2 89 90 91 3,80 3,80 3,80 7,5 7,3 7,5 87.1 83.3 86.7 32.3 31.2 32.9 0.37 0.38 0.38 92 3,80 7,6 87.1 33.0 0.38 93 94 3,80 3,80 8,0 8,2 93.2 94.9 35.8 34.1 0.38 0.36 33.0 35.1 33.3 35.6 35.1 0.38 0.39 0.36 0.38 0.39 Ngày thứ OLR (kg Lượng COD ULV COD/ chuyển hóa (m/h) m3·ngày) (g COD/ngày) ULV trung bình ngày 88 ÷ 94: 3,8 ± 0,002 m/h 95 3,05 7,6 87.1 96 3,06 8,0 90.0 97 3,06 7,9 92.3 98 3,06 8,1 94.1 99 3,06 7,9 91.0 Trung bình 100 101 102 103 104 105 3,08 3,09 3,09 3,09 3,09 3,09 Hệ số chuyển hóa khí (L/g COD chuyển hóa) 0.38 7,7 ± 0,3 89,2 ± 3,4 33,6 ± 1,2 0,38 ± 0,01 11,6 11,2 11,2 11,2 11,1 11,0 124.8 122.7 120.9 120.2 117.5 120.3 47.6 46.4 43.4 44.7 44.1 46.6 0.38 0.38 0.36 0.37 0.38 0.39 ULV trung bình ngày 95 ÷ 105: 3,1 ± 0,015 m/h (II) 106 4,57 12,1 133.8 47.3 0.35 107 108 109 110 111 4,57 4,56 4,56 4,57 4,56 11,7 10,7 11,4 11,0 11,0 129.2 119.2 126.2 121.8 122.4 44.6 40.6 44.5 42.4 41.9 0.35 0.34 0.35 0.35 0.34 11,3 ± 0,3 123,2 ± 3,5 44,5 ± 1,7 0,36 ± 0,01 Trung bình (III) 112 113 4,56 4,56 16,1 17,4 130,5 148,5 54,8 58,8 0,42 0,40 114 115 4,56 4,56 16,7 16,8 142,2 143,8 59,3 66,8 0,42 0,46 -8Chế độ Ngày thứ 116 ULV (m/h) 4,56 OLR (kg Lượng COD COD/ chuyển hóa m ·ngày) (g COD/ngày) 17,4 149,4 Lượng khí sinh ĐKTC (L/ngày) 66,7 Hệ số chuyển hóa khí (L/g COD chuyển hóa) 0,45 ULV trung bình ngày 106 ÷ 116: 4,6 ± 0,002 m/h 117 6,04 18,0 166,5 60,4 0,36 118 6,04 17,9 168,3 56,5 0,34 119 6,05 19,2 179,0 58,6 0,33 120 6,04 18,1 171,3 58,2 0,34 121 6,04 17,1 155,8 66,5 0,43 122 123 6,04 6,04 19,6 17,1 184,7 155,7 59,0 58,8 0,32 0,38 124 125 6,04 6,04 19,2 17,4 182,4 158,7 61,5 60,5 0,34 0,38 70,0 70,4 0,45 0,36 ULV trung bình ngày 117 ÷ 125: 6,0 ± 0,001 m/h 126 3,08 16,9 155,9 127 3,08 19,3 195,0 128 129 130 3,08 3,08 3,08 16,5 17,8 17,2 161,7 178,8 170,9 67,5 71,4 69,8 0,42 0,40 0,41 131 132 133 3,08 3,08 3,08 18,2 17,4 18,3 181,1 173,7 183,5 68,2 69,8 72,6 0,38 0,40 0,40 17,7 ± 0,8 165,3 ± 13,7 63,9 ± 5,2 0,39 ± 0,03 Trung bình 134 135 3,08 3,08 20,5 19,8 227.7 218.2 83.6 78.3 0.37 0.36 136 137 3,08 3,08 18,7 20,2 209.5 228.8 78.4 88.0 0.37 0.38 76.7 76.0 78.2 76.0 75.5 0.36 0.34 0.37 0.33 0.36 64.7 67.5 0.37 0.36 ULV trung bình ngày 126 ÷ 137: 3,1 ± 0,001 m/h 138 4,56 18,7 211.9 (IV) 139 4,57 19,5 220.4 140 4,57 19,0 212.4 141 4,57 20,1 231.1 142 4,57 18,8 209.4 143 144 4,56 4,57 17,0 17,0 176.1 188.7 -9Chế độ Ngày thứ ULV (m/h) Trung bình OLR (kg Lượng COD COD/ chuyển hóa m ·ngày) (g COD/ngày) Lượng khí sinh ĐKTC (L/ngày) Hệ số chuyển hóa khí (L/g COD chuyển hóa) 19,0 ± 0,9 212,2 ± 11,9 76,6 ± 4,3 0,36 ± 0,01 145 146 4,56 4,56 10,6 10,7 114.9 117.7 40.3 41.6 0.35 0.35 147 148 4,57 4,56 10,5 9,8 115.6 107.9 39.2 37.5 0.34 0.35 149 4,56 10,8 119.7 43.2 0.36 ULV trung bình ngày 138 ÷ 149: 4,6 ± 0,001 m/h (V) 150 3,08 10,1 111.6 43.1 0.39 151 152 3,08 3,08 10,4 10,6 117.4 121.6 44.1 45.4 0.38 0.37 153 3,08 12,0 138.8 50.3 0.36 154 155 3,08 3,08 11,4 12,2 136.8 143.6 48.0 52.9 0.35 0.37 44,2 ± 3,6 0,36 ± 0,01 ULV trung bình ngày 150 ÷ 155: 3,1 ± 0,001 m/h Trung bình 10,8 ± 0,6 122,3 ± 9,5 1.2.3 Sự thay đổi nồng độ N-amoni nồng độ chất ô nhiễm sau xử lý kỵ khí thiết bị EGSB Chế độ (I) N-amoni Thay đổi COD ra N-amoni (mg/L) (mg/L) (%) 235 10,8 492 88 N-amoni vào (mg/L) 212 89 175 214 22,3 483 278 1,7 90 181 207 14,4 492 269 1,8 91 188 254 35,1 487 330 1,5 92 144 203 41,0 496 264 1,9 93 167 182 9,0 492 237 2,1 94 149 189 26,6 523 245 2,1 95 131 168 28,5 531 219 2,4 96 136 196 44,3 584 255 2,3 97 126 171 35,7 487 222 2,2 98 153 193 26,1 479 251 1,9 Ngày thứ TN ra* (mg/L) COD/T N 306 1,6 - 10 Chế độ (II) (III) N-amoni Thay đổi COD ra N-amoni (mg/L) (mg/L) (%) 199 25,2 503 99 N-amoni vào (mg/L) 159 TB 160 ± 20 100 195 234 20,0 805 304 2,6 101 201 283 40,8 731 368 2,0 102 213 264 23,9 760 343 2,2 103 202 241 19,3 787 313 2,5 104 185 232 25,4 805 302 2,7 105 209 244 16,7 716 317 2,3 106 211 253 19,9 729 329 2,2 107 206 257 24,8 738 334 2,2 108 209 236 12,9 692 307 2,3 109 191 244 27,7 696 317 2,2 110 221 238 7,7 675 309 2,2 111 214 241 12,6 667 313 2,1 TB 205 ± 112 293 329 12,3 2.236 428 3,5 113 302 318 5,3 2.240 413 4,1 114 286 302 5,6 2.225 393 3,7 115 279 341 22,2 2.192 443 3,4 116 304 326 7,2 2.234 424 3,4 117 287 305 6,3 2.008 397 3,8 118 243 312 28,4 1.976 406 3,6 119 294 308 4,8 2.060 400 3,9 120 301 321 6,6 1.954 417 3,7 121 319 369 15,7 2.035 480 2,8 122 301 358 18,9 2.106 465 3,0 123 318 386 21,4 1.956 502 3,1 124 329 344 4,6 2.021 447 3,6 125 303 336 10,9 2.036 437 3,3 126 329 344 4,6 1.921 447 3,0 127 325 375 15,4 1.765 488 3,4 Ngày thứ TN ra* (mg/L) COD/T N 259 1,9 201 ± 18 26,6 ± 8,6 504 ± 21 261 ± 23 2,0 ± 0,2 247 ± 11 21,0 ± 6,3 733 ± 38 321 ± 15 2,3 ± 0,2 - 11 Chế độ (IV) (V) N-amoni Thay đổi COD ra N-amoni (mg/L) (mg/L) (%) 344 27,9 1.621 128 N-amoni vào (mg/L) 269 129 326 365 12,0 1.600 475 2,7 130 325 398 22,5 1.605 517 2,7 131 325 365 12,3 1.656 475 3,3 132 312 356 14,1 1.614 463 3,5 133 310 385 24,2 1.604 501 3,1 TB 304 ± 17 134 356 423 18,8 1.297 550 2,4 135 345 380 10,1 1.256 494 2,5 136 348 405 16,4 1.136 527 2,2 137 356 410 15,2 1.132 533 2,1 138 324 408 25,9 1.064 530 2,0 139 355 423 19,2 1.089 550 2,0 140 341 435 27,6 1.123 566 2,0 141 352 398 13,1 1.016 517 2,0 142 346 390 12,7 1.127 507 2,2 143 335 384 14,6 1.365 499 2,7 144 286 324 13,3 1.041 421 2,5 TB 340 ± 14 145 243 319 31,3 725 415 1,7 146 195 212 8,7 712 276 2,6 147 210 243 15,7 656 316 2,1 148 221 294 33,0 626 382 1,6 149 185 224 21,1 682 291 2,3 150 156 202 29,5 632 263 2,4 151 168 194 15,5 586 252 2,3 152 188 215 14,4 574 280 2,1 153 156 219 40,4 595 285 2,1 154 202 243 20,3 436 316 1,4 155 213 241 13,1 544 313 1,7 TB 194 ± 22 Ngày thứ TN ra* (mg/L) COD/T N 447 3,6 345 ± 23 13,8 ± 6,6 1.939±194 448 ± 30 4,4 ± 0,7 398 ± 21 17,0 ± 4,3 1.150 ± 85 518 ± 27 2,2 ± 0,2 237 ± 28 22,1 ± 8,3 615 ± 62 308 ± 37 2,0 ± 0,3 - 12 PHỤ LỤC 2: KẾT QUẢ XỬ LÝ THU HỒI CHẤT DINH DƯỠNG BẰNG KẾT TỦA MAP Nồng độ số thành phần ô nhiễm nước thải trước thu hồi MAP Thành phần COD P-PO43- N-NH4+ Mg2+ Ca2+ Nồng độ, mg/L 2.012 141 222 50 18 Giá trị tích số tan số hợp chất liên quan đến trình xử lý photphat Hệ KL FePO4 2H2O Fe3+ + PO43- + 2H2O 10-23 AlPO4 2H2O Al3+ + PO43- + 2H2O 10-21 CaHPO4 Ca2+ + HPO42- 10-6,6 Ca4H(PO4)3 4Ca2+ + 3PO43- + H+ 10-46,9 Ca10(PO4)6(OH)2 10Ca2+ + 6PO43- + 2OH- (hydroxylapatit) 10-114 Ca10(PO4)6F2 10Ca2+ + 6PO43- + 2F- (apatit) 10-118 CaHAl(PO4)2(OH)2 Ca2+ + Al3+ + H+ + 2PO43- 10-39 CaCO3 Ca2+ + CO32- 10-8,3 CaF2 Ca2+ + 2F- 10-10,4 MgNH4PO4 Mg2+ + NH4+ + PO43- (MAP) 10-12,6 Fe(OH)3 Fe3+ + 3OH- 10-36 Al(OH)3 Al3+ + 3OH- 10-32 - 13 2.1 Thu hồi MAP không bổ sung hóa chất 2.1.1 Ảnh hưởng pH Nước thải sau xử lý (mg/L) Hiệu suất loại bỏ (mg/L) pH PNPNMagie COD Magie photphat amoni photphat amoni Kh lượng kết tủa COD g/L 7.5 119 214 15.0 1,984 15.6 3.6 70.0 1.39 0.15 8.0 107 209 8.8 1,962 24.1 5.9 82.4 2.49 0.21 8.5 97 204 6.5 1,935 31.2 8.1 87.0 3.83 0.42 9.0 90 197 4.0 1,784 36.2 11.3 92.0 11.33 0.56 9.5 78 193 1.8 1,678 44.7 13.1 96.4 16.60 0.62 10.0 77 198 1.6 1,692 45.4 10.8 96.8 15.90 0.58 10.5 77 206 1.5 1,710 45.4 7.2 97.0 15.01 0.41 11.0 76 211 1.3 1,756 46.1 5.0 97.4 12.72 0.32 11.5 75 213 1.1 1,795 46.8 4.1 97.8 10.79 0.19 2.1.2 Ảnh hưởng thời gian phản ứng Nước thải sau xử lý (mg/L) Thời gian PNCOD khuấy photphat amoni Magie Hiệu suất loại bỏ (mg/L) Pphotphat Namoni Magie COD 5,0 112,0 214,3 16,3 1.975 20,6 3,5 67,3 1,84 10,0 102,5 210,5 12,5 1.890 27,3 5,2 75,0 6,06 20,0 96,7 203,8 8,3 1.786 31,4 8,2 83,4 11,23 40,0 85,4 196,6 3,5 1.704 39,4 11,4 93,0 15,31 60,0 78,0 193,0 1,8 1.678 44,7 13,1 96,4 16,60 100,0 77,5 192,4 1,3 1.668 45,0 13,3 97,4 17,10 120,0 77,2 191,7 1,2 1.665 45,2 13,6 97,6 17,25 140,0 76,6 191,1 0,9 1.661 45,7 13,9 98,2 17,45 160,0 76,3 190,6 0,8 1654 45,9 14,1 98,4 17,79 180,0 75,8 190,3 0,8 1647 46,2 14,3 98,4 18,14 - 14 2.2 Thu hồi MAP có bổ sung magie Tỷ lệ mol Mg2+:PO43- Nước thải sau xử lý (mg/L) PNMagie photphat amoni Hiệu xử lý (%) COD Phốt Ni tơ mKT Magie COD (g/L) 0,46:1,0* 78,0 193,0 1,8 1.678 44,7 13,1 96,4 16,6 0,50 0,6:1 65,3 185,0 3,2 1.645 53,7 16,7 95,1 18,2 0,71 0,8:1 34,2 173,0 3,3 1.627 75,7 22,1 96,3 19,1 0,95 1:1 15,6 163,0 2,8 1.585 88,9 26,6 97,4 21,2 1,17 1,2:1 9,4 159,0 2,5 1.548 93,3 28,4 98,1 23,1 1,31 1,4:1 9,2 161,0 3,4 1.536 93,5 27,5 97,8 23,7 1,15 1,6:1 9,1 174,0 3,6 1.515 93,5 21,6 97,9 24,7 0,98 1,8:1 8,6 176,0 5,8 1.492 93,9 20,7 97,0 25,8 0,96 2,0:1 7,9 180,0 6,9 1.469 94,4 18,9 96,8 27,0 0,80 * Magie có sẵn nước thải, chưa bổ sung thêm 2.3 Thu hồi MAP có bổ sung đồng thời magie photphat Nước thải sau xử lý (mg/L) Tỷ lệ mol 2+ + Mg : NH4 P-phot NMagie COD : PO43amoni phat Hiệu xử lý (%) P-phot Nphat amoni mKT (g/L) Magie COD 0,6:1,0:1,0 214,0 154,3 8,2 1.452 56,5 30,5 96,4 27,8 1,56 0,8:1,0:1,0 117,0 138,6 9,6 1.418 76,2 37,6 96,8 29,5 2,02 1,0:1,0:1,0 36,5 106,5 11,3 1.386 92,6 52,0 97,0 31,1 3,00 1,2:1,0:1,0 27,4 61,2 13,2 1.342 94,4 72,4 97,1 33,3 3,71 1,4:1,0:1,0 19,6 42,4 15,6 1.311 96,0 80,9 97,1 34,8 4,85 1,6:1,0:1,0 15,2 56,4 22,7 1.275 96,9 74,6 96,3 36,6 4,63 1,8:1,0:1,0 14,3 97,1 28,4 1.241 97,1 56,3 95,9 38,3 4,42 2,0:1,0:1,0 13,8 113,5 40,4 1.216 97,2 48,9 94,7 39,6 3,42 - 15 PHỤ LỤC 3: KẾT QUẢ XỬ LÝ ĐỒNG THỜI CHẤT HỮU CƠ VÀ NITƠ BẰNG THIẾT BỊ SBR CẢI TIẾN 3.1 Các thông số vận hành thiết bị SBR cải tiến Chế độ (I) Ngày thứ Lưu lượng (L/ngày) pH R1 R2 R1 R2 7,20 8,42 8,41 4,5 4,5 6,80 7,98 8,30 4,6 4,6 6,90 7,95 7,90 4,7 4,8 10 7,20 8,81 8,83 4,8 4,6 11 6,70 8,17 8,07 4,8 4,4 12 6,54 8,12 8,02 4,5 4,6 13 6,10 8,50 8,74 4,6 4,6 14 6,05 7,89 7,80 4,6 4,6 15 6,58 8,35 8,48 4,6 4,6 16 6,42 7,90 7,86 4,7 4,7 17 6,18 7,99 8,05 4,8 4,8 18 6,30 8,72 8,98 4,8 4,8 19 6,85 7,95 8,02 4,8 4,8 20 6,05 8,29 8,33 4,7 4,7 6,6 ± 0,3 8,2 ± 0,3 8,3 ± 0,3 4,7 ± 0,1 4,6 ± 0,1 21 6,83 8,53 8,64 6,4 6,3 22 6,85 8,45 8,52 6,5 6,5 23 6,84 8,36 8,52 6,4 6,5 24 6,75 8,26 8,45 6,1 6,6 25 6,42 7,68 7,72 6,5 6,5 26 6,42 8,05 8,28 6,5 6,3 27 6,45 7,78 7,64 6,2 6,2 28 6,52 8,12 7,98 6,2 6,1 29 6,83 8,53 8,64 6,2 6,3 30 6,72 8,24 8,28 6,2 6,3 31 5,93 7,65 7,61 6,2 6,2 32 6,02 7,75 7,82 6,2 6,3 33 6,20 7,95 7,98 6,2 6,2 Trung bình (II) pH vào - 16 Chế độ Ngày thứ 34 R1 R2 R1 R2 8,05 8,12 6,2 6,1 6,5 ± 0,3 8,1 ± 0,3 8,2 ± 0,3 6,3 ± 0,1 6,3 ± 0,1 35 6,40 7,82 7,80 8,3 8,4 36 6,45 7,98 8,03 8,6 8,5 37 6,35 7,76 7,78 8,5 8,4 38 6,24 7,85 7,98 8,5 8,4 39 6,40 7,65 7,72 8,5 8,6 40 6,53 8,00 8,12 8,6 8,6 41 6,37 7,82 7,86 8,5 8,5 42 6,39 8,00 8,10 8,4 8,4 43 6,42 7,74 7,78 8,3 8,7 44 6,29 7,82 8,04 8,3 8,4 45 6,51 7,73 7,71 8,5 8,5 46 6,45 7,85 7,89 8,3 8,3 47 6,52 7,80 7,76 8,5 8,4 48 6,45 7,95 7,98 8,5 8,5 6,4 ± 0,1 7,8 ± 0,1 7,9 ± 0,1 8,4 ± 0,1 8,5 ± 0,1 49 6,54 7,76 7,76 10,5 10,5 50 6,46 8,02 8,02 10,6 10,7 51 6,46 7,79 7,79 10,4 10,8 52 6,25 8,00 8,00 10,3 10,5 53 6,52 7,58 7,58 10,6 10,6 54 6,32 7,80 7,80 9,9 10,6 55 6,43 7,63 7,63 10,4 10,5 56 6,20 7,90 7,90 10,6 10,4 57 6,62 8,05 8,05 10,7 10,7 58 6,62 8,05 8,05 10,2 10,4 59 6,53 8,12 8,12 10,3 10,5 60 6,53 8,12 8,12 10,0 9,9 61 6,58 8,06 8,06 10,3 10,3 62 6,23 8,20 8,20 10,3 10,4 Trung bình (IV) Lưu lượng (L/ngày) pH 6,32 Trung bình (III) pH vào - 17 Chế độ Ngày thứ Lưu lượng (L/ngày) pH R1 R2 R1 R2 6,4 ± 0,1 7,9 ± 0,1 7,9 ± 0,1 10,4 ± 0,2 10,5 ± 0,2 63 6,57 7,86 7,95 12,5 12,5 64 6,24 7,92 7,98 12,2 12,4 65 6,54 7,95 7,92 12,1 11,9 66 6,45 7,98 8,02 11,2 11,4 67 6,62 8,04 7,98 12,0 11,6 68 6,52 8,10 8,15 11,4 11,6 69 6,53 8,26 8,05 11,3 12,6 70 6,30 8,12 8,05 11,4 11,3 71 6,48 8,18 7,94 11,8 12,2 72 6,58 8,22 8,15 12,1 12,3 73 6,00 7,89 7,86 11,8 11,9 74 6,12 8,00 8,10 12,0 11,8 75 6,21 7,96 7,87 11,9 12,1 76 6,05 7,90 7,78 12,0 11,9 77 6,14 7,89 7,90 11,8 12,2 6,4 ± 0,2 8,0 ± 0,1 8,0 ± 0,1 11,8 ± 0,3 12,0 ± 0,3 Trung bình (V) pH vào Trung bình - 18 3.2 Sự thay đổi DO chu trình xử lý thiết bị SBR cải tiến Thời Thiết bị R1 (mg/L) Thiết bị R2 (mg/L) gian Vùng Vùng Vùng Chế Chế Chế Chế độ Vùng sục khơng khơng chu trình độ IV độ V độ IV V sục khí khí sục khí sục khí (phút) 0,89 0,01 0,01 0,01 0,64 0,00 0,00 0,00 0,82 0,00 0,00 0,00 0,44 0,00 0,00 0,00 10 1,37 0,00 0,00 0,00 0,40 0,00 0,00 0,01 15 1,60 0,05 0,05 0,01 0,30 0,00 0,00 0,02 20 2,00 0,69 0,69 0,29 0,10 0,01 0,01 0,03 25 2,42 1,45 1,45 0,70 0,08 0,02 0,02 0,05 30 2,80 1,66 1,66 1,10 0,08 0,03 0,03 0,04 35 3,10 1,88 1,88 1,21 0,06 0,02 0,02 0,06 40 3,40 1,95 1,95 1,24 0,03 0,02 0,02 0,05 45 4,00 2,01 2,01 1,29 0,00 0,03 0,03 0,05 50 4,20 2,17 2,17 1,38 0,00 0,02 0,02 0,06 55 4,10 2,24 2,24 1,52 0,00 0,03 0,03 0,08 60 4,30 2,63 2,63 1,71 0,00 0,02 0,02 0,05 65 4,60 3,03 3,03 2,20 0,60 0,03 0,03 0,05 70 4,80 3,26 3,26 2,50 0,90 0,44 0,44 0,08 75 5,60 3,69 3,69 2,85 1,50 0,48 0,48 0,19 80 5,50 4,10 4,10 3,60 2,00 0,53 0,53 0,23 85 5,80 5,11 5,11 4,80 2,20 0,84 0,84 0,36 90 6,00 5,58 5,58 5,39 2,50 0,95 0,95 0,43 95 6,20 5,58 5,58 5,45 2,50 1,13 1,13 0,60 100 6,20 5,59 5,59 5,40 2,60 1,30 1,30 0,72 105 6,32 5,73 5,73 5,55 2,80 1,59 1,59 0,95 110 6,42 5,75 5,75 5,63 3,20 1,71 1,71 1,02 115 6,50 5,87 5,87 5,74 3,30 1,80 1,80 1,08 120 6,52 5,99 5,99 5,87 3,50 1,94 1,94 1,61 125 6,45 6,12 6,12 5,93 3,60 2,70 2,70 2,38 130 6,50 6,17 6,17 6,10 3,80 3,56 3,56 3,41 135 6,48 6,18 6,18 6,12 4,80 4,73 4,73 4,57 140 6,48 6,19 6,19 6,13 5,40 5,21 5,21 5,08 - 19 Thời Thiết bị R1 (mg/L) Thiết bị R2 (mg/L) gian Vùng Vùng Vùng Chế Chế Chế Chế độ Vùng sục khơng khơng chu trình độ IV độ V độ IV V sục khí khí sục khí sục khí (phút) 145 6,48 6,21 6,21 6,13 5,80 5,54 5,54 5,25 150 6,50 6,19 6,19 6,12 6,00 5,59 5,59 5,42 155 6,45 6,21 6,21 6,11 5,90 5,57 5,57 4,16 160 4,60 4,80 4,80 4,30 4,80 3,40 3,40 2,50 165 3,15 1,25 1,25 1,50 2,10 0,60 0,60 0,32 170 2,60 0,05 0,05 0,09 1,30 0,06 0,06 0,02 175 1,18 0,02 0,02 0,02 0,50 0,00 0,00 0,00 180 0,32 0,01 0,01 0,01 0,20 0,00 0,00 0,00 3.3 Ảnh hưởng tải trọng COD đến hiệu suất xử lý COD Chế độ (I) Ngày thứ OLR (kg COD/m3·ngày) R1 R2 Hiệu suất xử lý (%) COD (mg/L) R1 R2 R1 R2 1.728 0,52 0,52 72 80 95,8 95,4 1.735 0,53 0,53 75 82 95,7 95,3 1.654 0,52 0,53 66 82 96,0 95,0 10 1.654 0,52 0,51 44 44 97,3 97,3 11 1.720 0,55 0,51 74 74 95,7 95,7 12 1.720 0,52 0,52 88 72 94,9 95,8 13 1.626 0,49 0,50 92 84 94,3 94,8 14 1.626 0,50 0,50 60 161 96,3 90,1 15 1.648 0,51 0,50 61 134 96,3 91,9 16 1.650 0,51 0,52 65 80 96,1 95,2 17 1.621 0,52 0,52 73 62 95,5 96,2 18 1.650 0,52 0,53 66 56 96,0 96,6 19 1.681 0,54 0,53 60 51 96,4 97,0 20 1.685 0,53 0,53 84 42 95,0 97,5 70,0 78,9 ± ± 9,7 21,6 95,8 ± 0,5 95,3 ± 1,3 Trung bình (II) COD vào (mg/L) 1.671 ± 34 0,52 ± 0,52 ± 0,01 0,01 21 1.663 0,71 0,70 52 30 96,9 98,2 22 1.677 0,72 0,72 61 44 96,4 97,4 - 20 Chế độ Ngày thứ R1 R2 Hiệu suất xử lý (%) COD (mg/L) R1 R2 R1 R2 1.621 0,69 0,70 57 39 96,5 97,6 24 1.662 0,68 0,73 114 52 93,1 96,9 25 1.641 0,71 0,71 57 48 96,5 97,1 26 1.664 0,72 0,70 140 73 91,6 95,6 27 1.849 0,76 0,76 98 72 94,7 96,1 28 1.827 0,75 0,75 88 70 95,2 96,2 29 1.811 0,75 0,76 151 53 91,7 97,1 30 1.820 0,75 0,76 144 36 92,1 98,0 31 1.847 0,76 0,76 135 36 92,7 98,1 32 1.812 0,75 0,76 108 81 94,0 95,5 33 1.717 0,70 0,71 69 75 96,0 95,6 34 1.785 0,74 0,73 53 64 97,0 96,4 0,73 ± 0,73 ± 94,8 ± 55,2 ± 0,02 0,02 32,4 14,8 94,6 ± 1,8 96,8 ± 0,8 1.743 ± 79 35 1.630 0,90 0,91 44 37 97,3 97,7 36 1.658 0,95 0,94 45 21 97,3 98,7 37 1.592 0,90 0,89 35 13 97,8 99,2 38 1.610 0,91 0,90 42 14 97,4 99,1 39 1.535 0,87 0,88 26 35 98,3 97,7 40 1.546 0,89 0,89 30 21 98,1 98,6 41 1.564 0,89 0,89 21 21 98,7 98,7 42 1.572 0,88 0,88 70 26 95,5 98,3 43 1.561 0,86 0,91 52 61 96,7 96,1 44 1.582 0,88 0,89 69 78 95,6 95,1 45 1.570 0,89 0,89 61 43 96,1 97,3 46 1.612 0,89 0,89 57 35 96,5 97,8 47 1.677 0,94 0,94 97 71 94,2 95,8 48 1.685 0,95 0,95 86 75 94,9 95,5 0,90 ± 0,90 ± 52,5 ± 39,4 ± 0,02 0,02 17,9 18,7 96,7 ± 1,1 97,6 ± 1,1 Trung bình (IV) OLR (kg COD/m3·ngày) 23 Trung bình (III) COD vào (mg/L) 1.600 ± 39 49 1.725 1,21 1,21 64 48 96,3 97,2 50 1.730 1,22 1,23 68 50 96,1 97,1 51 1.733 1,20 1,25 43 36 97,5 97,9 - 21 Chế độ Ngày thứ OLR (kg COD/m3·ngày) R1 R2 Hiệu suất xử lý (%) COD (mg/L) R1 R2 R1 R2 52 1.745 1,20 1,22 40 35 97,7 98,0 53 1.689 1,20 1,19 52 42 96,9 97,5 54 1.701 1,12 1,20 48 39 97,2 97,7 55 1.768 1,23 1,23 46 43 97,4 97,6 56 1.775 1,25 1,23 48 40 97,3 97,7 57 1.677 1,19 1,20 74 93 95,6 94,5 58 1.677 1,14 1,16 18 36 98,9 97,9 59 1.705 1,17 1,19 64 73 96,2 95,7 60 1.716 1,14 1,13 27 36 98,4 97,9 61 1.698 1,16 1,17 36 27 97,9 98,4 62 1.702 1,17 1,17 34 25 98,0 98,5 1,19 ± 1,20 ± 47,3 ± 44,5 ± 0,03 0,03 12,4 12,3 97,2 ± 0,7 97,4 ± 0,7 Trung bình (V) COD vào (mg/L) 1.717 ± 25 63 1.730 1,44 1,44 52 58 97,0 96,6 64 1.751 1,42 1,45 47 52 97,3 97,0 65 2.102 1,70 1,67 37 65 98,2 96,9 66 2.108 1,57 1,60 40 64 98,1 97,0 67 2.102 1,67 1,63 82 54 96,1 97,4 68 2.110 1,60 1,63 75 65 96,4 96,9 69 2.030 1,53 1,70 83 73 95,9 96,4 70 2.056 1,56 1,55 65 57 96,8 97,2 71 2.012 1,58 1,64 69 72 96,6 96,4 72 2.008 1,62 1,65 72 78 96,4 96,1 73 2.030 1,60 1,61 55 36 97,3 98,2 74 1.981 1,58 1,56 44 52 97,8 97,4 75 2.058 1,63 1,66 42 36 98,0 98,3 76 2.105 1,68 1,67 71 53 96,6 97,5 77 2.064 1,62 1,68 53 44 97,4 97,9 1,59 ± 1,61 ± 59,1 ± 57,3 ± 0,06 0,06 13,7 9,9 97,1 ± 0,6 97,2 ± 0,5 Trung bình 2.016 ± 80 - 22 3.4 Ảnh hưởng tải trọng N-amoni đến hiệu suất xử lý N-amoni Chế độ (I) Ngày thứ N-amoni (mg/L) R1 R2 Hiệu suất xử lý (%) R1 R2 154 0,05 0,05 0,10 0,19 99,9 99,9 154 0,05 0,05 0,10 0,21 99,9 99,9 165 0,05 0,05 0,60 0,40 99,6 99,8 10 165 0,05 0,05 0,80 0,51 99,5 99,7 11 160 0,05 0,05 0,80 0,54 99,5 99,7 12 160 0,05 0,05 0,06 0,04 100,0 100,0 13 156 0,05 0,05 0,04 0,03 100,0 100,0 14 156 0,05 0,05 0,09 0,05 99,9 100,0 15 153 0,05 0,05 0,56 0,09 99,6 99,9 16 162 0,05 0,05 0,42 0,08 99,7 100,0 17 143 0,05 0,05 0,28 0,08 99,8 99,9 18 154 0,05 0,05 0,10 0,08 99,9 99,9 19 131 0,04 0,04 0,02 0,01 100,0 100,0 20 147 0,05 0,05 0,05 0,01 100,0 100,0 0,048 ± 0,048 ± 0,29 ± 0,17 ± 0,002 0,002 0,002 0,15 99,82 ± 0,15 99,90 ± 0,09 Trung bình (II) Tải trọng NN-amoni amoni (kg Nvào amoni/m3·ngày) (mg/L) R1 R2 154 ± 21 140 0,06 0,06 0,03 0,02 100,0 100,0 22 142 0,06 0,06 0,02 0,10 100,0 99,9 23 149 0,06 0,06 0,04 0,01 100,0 100,0 24 148 0,06 0,06 0,03 0,02 100,0 100,0 25 136 0,06 0,06 0,03 0,01 100,0 100,0 26 142 0,06 0,06 0,10 0,09 99,9 99,9 27 151 0,06 0,06 0,14 0,15 99,9 99,9 28 158 0,07 0,06 0,06 0,02 100,0 100,0 29 162 0,07 0,07 0,06 0,02 100,0 100,0 30 165 0,07 0,07 0,10 0,02 99,9 100,0 31 160 0,07 0,07 0,08 0,10 100,0 99,9 32 165 0,07 0,07 0,40 0,20 99,8 99,9 33 168 0,07 0,07 0,06 0,04 100,0 100,0 - 23 - Chế độ Ngày thứ 34 Trung bình (III) 168 154 ± 10 N-amoni (mg/L) Hiệu suất xử lý (%) R1 R2 R1 R2 0,02 0,03 100,0 100,0 0,064 ± 0,065 ± 0,08 ± 0,06 ± 0,003 0,003 0,06 0,05 99,95 ± 0,04 99,96 ± 0,03 0,07 0,07 35 163 0,09 0,09 0,46 0,03 99,7 100,0 36 165 0,09 0,09 0,50 0,04 99,7 100,0 37 183 0,10 0,10 0,08 0,07 100,0 100,0 38 184 0,10 0,10 0,06 0,08 100,0 100,0 39 174 0,10 0,10 0,14 0,03 99,9 100,0 40 178 0,10 0,10 0,03 0,05 100,0 100,0 41 201 0,11 0,11 0,50 0,06 99,8 100,0 42 205 0,11 0,11 0,06 0,06 100,0 100,0 43 204 0,11 0,12 0,06 0,05 100,0 100,0 44 205 0,11 0,12 0,09 0,05 100,0 100,0 45 194 0,11 0,11 0,03 0,01 100,0 100,0 46 205 0,11 0,11 0,05 0,01 100,0 100,0 47 192 0,11 0,11 0,12 0,04 99,9 100,0 48 200 0,11 0,11 0,14 0,03 99,9 100,0 0,107 ± 0,107 ± 0,17 ± 0,04 ± 0,007 0,007 0,14 0,02 99,91 ± 0,08 99,98 ± 0,01 Trung bình (IV) Tải trọng NN-amoni amoni (kg Nvào amoni/m3·ngày) (mg/L) R1 R2 190 ± 13 49 196 0,14 0,14 0,05 0,03 100,0 100,0 50 203 0,14 0,14 0,05 0,04 100,0 100,0 51 205 0,14 0,15 0,06 0,04 100,0 100,0 52 212 0,15 0,15 0,05 0,04 100,0 100,0 53 214 0,15 0,15 0,10 0,07 100,0 100,0 54 209 0,14 0,15 0,20 0,06 99,9 100,0 55 209 0,14 0,15 0,08 0,10 100,0 100,0 56 215 0,15 0,15 0,09 0,11 100,0 99,9 57 221 0,16 0,16 0,10 0,50 100,0 99,8 58 206 0,14 0,14 0,01 0,01 100,0 100,0 59 197 0,14 0,14 0,06 0,30 100,0 99,8 - 24 - Chế độ Ngày thứ N-amoni (mg/L) R1 R2 Hiệu suất xử lý (%) R1 R2 60 203 0,13 0,13 0,19 0,04 99,9 100,0 61 210 0,14 0,14 0,07 0,09 100,0 100,0 62 206 0,14 0,14 0,06 0,07 100,0 100,0 0,143 ± 0,145 ± 0,08 ± 0,11 ± 0,005 0,005 0,04 0,08 99,96 ± 0,02 99,95 ± 0,04 Trung bình (V) Tải trọng NN-amoni amoni (kg Nvào amoni/m3·ngày) (mg/L) R1 R2 208 ± 63 199 0,17 0,17 0,06 0,05 100,0 100,0 64 198 0,16 0,16 0,05 0,04 100,0 100,0 65 283 0,23 0,22 0,05 0,10 100,0 100,0 66 276 0,21 0,21 0,04 0,08 100,0 100,0 67 273 0,22 0,21 0,08 0,17 100,0 99,9 68 278 0,21 0,21 0,09 0,10 100,0 100,0 69 258 0,19 0,22 0,28 0,07 99,9 100,0 70 274 0,21 0,21 0,20 0,10 99,9 100,0 71 275 0,22 0,22 0,29 0,42 99,9 99,8 72 261 0,21 0,21 0,30 0,10 99,9 100,0 73 275 0,22 0,22 0,56 0,42 99,8 99,8 74 268 0,21 0,21 0,65 0,10 99,8 100,0 75 262 0,21 0,21 0,80 0,20 99,7 99,9 76 270 0,22 0,21 0,50 0,80 99,8 99,7 77 263 0,21 0,21 0,62 0,09 99,8 100,0 0,205 ± 0,208 ± 0,013 0,012 0,30± 0,21 0,19± 0,14 99,89 ± 0,08 99,93 ± 0,05 Trung bình 261 ± 17 - 25 3.5 Ảnh hưởng tải trọng TN đến hiệu suất xử lý TN Chế độ (I) Ngày thứ Tải trọng TN TN (mg/L) (kg TN/m3·ngày) R1 R2 R1 R2 Hiệu suất xử lý (%) R1 R2 226 0,07 0,07 119,3 87,9 47,3 61,2 226 0,07 0,07 123,5 71,1 45,5 68,6 243 0,08 0,08 131,3 81,3 45,9 66,5 10 243 0,08 0,07 137,0 86,9 43,5 64,2 11 235 0,08 0,07 150,1 104,8 36,2 55,4 12 235 0,07 0,07 148,3 91,2 36,9 61,2 13 229 0,07 0,07 145,6 136,0 36,5 40,7 14 229 0,07 0,07 135,4 123,5 41,0 46,2 15 225 0,07 0,07 132,9 105,6 40,9 53,0 16 238 0,07 0,07 140,1 72,8 41,2 69,4 17 210 0,07 0,07 120,0 39,0 42,9 81,5 18 226 0,07 0,07 95,8 35,1 57,7 84,5 19 193 0,06 0,06 91,3 28,7 52,6 85,1 20 216 0,07 0,07 66,0 19,0 69,4 91,2 124 ± 77,3 ± 18,3 28,3 45,5 ± 6,5 66,3 ± 11,8 Trung bình (II) TN (mg/L) 227 ± 0,071 ± 0,070 ± 0,003 0,003 21 210 0,09 0,09 69,1 4,5 67,1 97,9 22 213 0,09 0,09 73,3 4,6 65,6 97,9 23 224 0,10 0,10 63,1 4,8 71,8 97,9 24 222 0,09 0,10 43,2 6,7 80,5 97,0 25 204 0,09 0,09 59,2 5,4 71,0 97,3 26 213 0,09 0,09 69,1 12,0 67,6 94,4 27 227 0,09 0,09 59,1 9,3 73,9 95,9 28 237 0,10 0,10 53,4 8,0 77,5 96,6 29 243 0,10 0,10 43,3 7,4 82,2 97,0 30 248 0,10 0,10 36,3 5,6 85,3 97,7 31 240 0,10 0,10 37,7 4,7 84,3 98,0 32 248 0,10 0,10 40,1 10,0 83,8 96,0 33 252 0,10 0,10 41,0 9,9 83,7 96,1 34 252 0,10 0,10 37,8 8,6 85,0 96,6 - 26 Chế độ (III) Ngày thứ TN (mg/L) Trung bình 231 ± 15 R1 R2 0,096 ± 0,097 ± 0,005 0,005 Hiệu suất xử lý (%) R1 R2 R1 R2 51,8 ± 11,9 7,2 ± 2,1 77,1 ± 6,5 96,9 ± 0,8 35 243 0,13 0,14 22,8 5,7 90,6 97,7 36 246 0,14 0,14 22,0 5,5 91,0 97,7 37 273 0,15 0,15 22,6 6,0 91,7 97,8 38 274 0,15 0,15 24,3 7,1 91,1 97,4 39 259 0,15 0,15 20,0 5,3 92,3 97,9 40 265 0,15 0,15 20,8 4,6 92,2 98,3 41 299 0,17 0,17 20,5 4,6 93,1 98,5 42 305 0,17 0,17 24,6 5,9 91,9 98,1 43 304 0,17 0,18 18,8 10,0 93,8 96,7 44 305 0,17 0,17 25,3 11,6 91,7 96,2 45 289 0,16 0,16 25,9 5,1 91,1 98,2 46 305 0,17 0,17 21,4 10,5 93,0 96,6 47 286 0,16 0,16 22,0 7,9 92,3 97,2 48 298 0,17 0,17 22,2 8,4 92,5 97,2 0,159 ± 0,159 ± 0,010 0,011 22,4 ± 1,6 7,0 ± 1,9 92,0 ± 0,7 97,5 ± 0,6 Trung bình (IV) Tải trọng TN TN (mg/L) (kg TN/m3·ngày) 282 ± 19 49 290 0,20 0,20 33,6 5,5 88,4 98,1 50 300 0,21 0,21 36,9 7,6 87,7 97,5 51 303 0,21 0,22 30,2 7,6 90,1 97,5 52 314 0,22 0,22 30,9 6,5 90,1 97,9 53 317 0,22 0,22 24,8 10,1 92,2 96,8 54 309 0,20 0,22 22,6 7,9 92,7 97,5 55 309 0,21 0,22 33,4 9,2 89,2 97,0 56 318 0,22 0,22 31,5 10,0 90,1 96,9 57 327 0,23 0,23 19,4 11,2 94,1 96,6 58 305 0,21 0,21 18,3 5,6 94,0 98,2 59 292 0,20 0,20 9,6 6,6 96,7 97,7 60 300 0,20 0,20 9,2 6,6 97,0 97,8 - 27 Chế độ Ngày thứ Tải trọng TN TN (mg/L) (kg TN/m3·ngày) R1 R2 R1 Hiệu suất xử lý (%) R2 R1 R2 61 311 0,21 0,21 18,7 9,1 94,0 97,1 62 305 0,21 0,21 20,5 6,9 93,3 97,7 0,212 ± 0,214 ± 0,007 0,007 24,3 ± 7,4 7,9 ± 1,4 92,1 ± 2,4 97,4 ± 0,4 Trung bình (V) TN (mg/L) 307 ± 63 299 0,25 0,25 22,8 16,3 92,4 94,5 64 297 0,24 0,25 24,4 19,8 91,8 93,3 65 425 0,34 0,34 25,7 21,8 93,9 94,9 66 414 0,31 0,31 26,9 22,7 93,5 94,5 67 410 0,33 0,32 25,9 25,1 93,7 93,9 68 417 0,32 0,32 30,4 23,8 92,7 94,3 69 387 0,29 0,32 28,2 24,3 92,7 93,7 70 411 0,31 0,31 30,9 21,2 92,5 94,8 71 413 0,32 0,34 29,2 25,6 92,9 93,8 72 392 0,32 0,32 31,4 28,7 92,0 92,7 73 413 0,32 0,33 43,5 22,1 89,5 94,7 74 402 0,32 0,32 45,8 24,9 88,6 93,8 75 393 0,31 0,32 41,8 20,8 89,4 94,7 76 405 0,32 0,32 51,6 27,6 87,3 93,2 77 395 0,31 0,32 48,4 20,2 87,7 94,9 33,8 23,0 ± ± 8,3 2,5 91,4 ± 1,9 94,1 ± 0,6 Trung bình 391 ± 26 0,308 ± 0,312 ± 0,019 0,017 3.6 Ảnh hưởng tỷ lệ COD/TN đến hiệu suất xử lý COD TT Tỷ lệ COD/TN COD vào (mg/L) Hiệu suất xử lý (%) COD (mg/L) R1 R2 R1 R2 5,8 1.592 35 13 97,8 99,2 5,9 1.610 42 14 97,4 99,1 5,9 1.535 26 35 98,3 97,7 5,8 1.546 30 21 98,1 98,6 5,2 1.564 21 21 98,7 98,7 5,1 1.572 70 26 95,5 98,3 - 28 TT Tỷ lệ COD/TN COD vào (mg/L) Hiệu suất xử lý (%) COD (mg/L) R1 R2 R1 R2 5,1 1.561 52 61 96,7 96,1 5,2 1.582 69 78 95,6 95,1 5,4 1.570 61 43 96,1 97,3 10 5,3 1.612 57 35 96,5 97,8 11 5,9 1.677 97 71 94,2 95,8 12 5,7 1.685 86 75 94,9 95,5 13 5,9 1.725 64 48 96,3 97,2 14 5,8 1.730 68 50 96,1 97,1 15 5,7 1.733 43 36 97,5 97,9 16 5,6 1.745 40 35 97,7 98,0 17 5,3 1.689 52 42 96,9 97,5 18 5,5 1.701 48 39 97,2 97,7 19 5,7 1.768 46 43 97,4 97,6 20 5,6 1.775 48 40 97,3 97,7 21 5,1 1.677 74 93 95,6 94,5 22 5,5 1.677 18 36 98,9 97,9 23 5,8 1.705 64 73 96,2 95,7 24 5,7 1.716 27 36 98,4 97,9 25 5,5 1.698 36 27 97,9 98,4 26 5,6 1.702 34 25 98,0 98,5 27 5,8 1.730 52 58 97,0 96,6 28 5,9 1.751 47 52 97,3 97,0 TB 5,6 ± 0,2 1.665 ± 65 50 ± 15 29 5,0 2.102 37 65 98,2 96,9 30 5,1 2.108 40 64 98,1 97,0 31 5,1 2.102 82 54 96,1 97,4 32 5,1 2.110 75 65 96,4 96,9 33 5,2 2.030 83 73 95,9 96,4 34 5,0 2.056 65 57 96,8 97,2 35 4,9 2.012 69 72 96,6 96,4 36 5,1 2.008 72 78 96,4 96,1 44 ± 16 97,0 ± 0,9 97,4 ± 0,9 - 29 Hiệu suất xử lý (%) COD (mg/L) TT Tỷ lệ COD/TN 37 4,9 2.030 55 36 97,3 98,2 38 4,9 1.981 44 52 97,8 97,4 39 5,2 2.058 42 36 98,0 98,3 40 5,2 2.105 71 53 96,6 97,5 41 5,2 2.064 53 44 97,4 97,9 TB 5,1 ± 0,1 2.059 ± 37 61 ± 14 42 4,3 2.208 68 62 96,9 97,2 43 4,4 2.242 89 44 96,0 98,0 44 4,2 2.250 75 37 96,7 98,4 45 4,2 2.163 92 78 95,7 96,4 46 4,1 2.130 104 44 95,1 97,9 47 4,2 2.150 125 37 94,2 98,3 48 4,4 2.208 142 69 93,6 96,9 49 4,2 2.112 102 34 95,2 98,4 50 4,4 2.210 170 13 92,3 99,4 51 4,3 2.206 164 51 92,6 97,7 52 4,2 2.132 101 42 95,3 98,0 53 4,3 2.206 164 51 92,6 97,7 54 4,2 2.132 101 42 95,3 98,0 55 4,3 2.206 164 51 92,6 97,7 56 4,2 2.132 101 42 95,3 98,0 TB 4,3 ± 0,1 2.179 ± 40 117 ± 30 57 3,9 2.015 66 50 96,7 97,5 58 3,4 2.003 17 92 99,2 95,4 59 3,5 2.018 23 76 98,9 96,2 60 3,4 2.003 17 92 99,2 95,4 61 3,6 2.116 26 70 98,8 96,7 62 3,7 2.237 48 24 97,9 98,9 63 3,8 2.219 39 46 98,2 97,9 64 3,6 2.107 65 24 96,9 98,9 TB 3,6 ± 0,1 2.090 ± 80 38 ± 17 COD vào (mg/L) R1 R2 R1 R2 58 ± 11 97,1 ± 0,7 97,2 ± 0,5 46 ± 11 94,6 ± 1,3 97,9 ± 0,5 59 ± 23 98,2 ± 0,8 97,1 ± 1,2 - 30 3.7 Ảnh hưởng tỷ lệ COD/TN đến hiệu suất xử lý N-amoni TT Tỷ lệ COD/TN N-amoni vào (mg/L) N-amoni (mg/L) R1 R2 Hiệu suất xử lý (%) R1 R2 5,8 183 0,08 0,07 100,0 100,0 5,9 184 0,06 0,08 100,0 100,0 5,9 174 0,14 0,03 99,9 100,0 5,8 178 0,03 0,05 100,0 100,0 5,2 201 0,50 0,06 99,8 100,0 5,1 205 0,06 0,06 100,0 100,0 5,1 204 0,06 0,05 100,0 100,0 5,2 205 0,09 0,05 100,0 100,0 5,4 194 0,03 0,01 100,0 100,0 10 5,3 205 0,05 0,01 100,0 100,0 11 5,9 192 0,12 0,04 99,9 100,0 12 5,7 200 0,14 0,03 99,9 100,0 13 5,9 196 0,05 0,00 100,0 100,0 14 5,8 203 0,05 0,03 100,0 100,0 15 5,7 205 0,06 0,04 100,0 100,0 16 5,6 212 0,05 0,04 100,0 100,0 17 5,3 214 0,10 0,04 100,0 100,0 18 5,5 209 0,20 0,07 99,9 100,0 19 5,7 209 0,08 0,06 100,0 100,0 20 5,6 215 0,09 0,10 100,0 99,9 21 5,1 221 0,10 0,11 100,0 99,8 22 5,5 206 0,01 0,50 100,0 100,0 23 5,8 197 0,06 0,01 100,0 99,8 24 5,7 203 0,19 0,30 99,9 100,0 25 5,5 210 0,07 0,04 100,0 100,0 26 5,6 206 0,06 0,09 100,0 100,0 27 5,8 199 0,06 0,07 100,0 100,0 28 5,9 198 0,05 0,00 100,0 100,0 5,6 ± 0,2 201 ± 0,09 ± 0,05 Trung bình 0,07 ± 97,0 ± 0,9 97,4 ± 0,9 0,05 - 31 - TT Tỷ lệ COD/TN N-amoni vào (mg/L) N-amoni (mg/L) R1 R2 Hiệu suất xử lý (%) R1 R2 29 5,0 283 0,05 0,10 100,0 100,0 30 5,1 276 0,04 0,08 100,0 100,0 31 5,1 273 0,08 0,17 100,0 99,9 32 5,1 278 0,09 0,10 100,0 100,0 33 5,2 258 0,28 0,07 99,9 100,0 34 5,0 274 0,20 0,10 99,9 100,0 35 4,9 275 0,29 0,42 99,9 99,8 36 5,1 261 0,30 0,10 99,9 100,0 37 4,9 275 0,56 0,42 99,8 99,8 38 4,9 268 0,65 0,10 99,8 100,0 39 5,2 262 0,80 0,20 99,7 99,9 40 5,2 270 0,50 0,80 99,8 99,7 41 5,2 263 0,62 0,09 99,8 100,0 5,1 ± 0,1 270 ± 0,34 ± 0,22 42 4,3 369 0,90 0,70 99,8 99,8 43 4,4 380 0,85 0,56 99,8 99,9 44 4,2 397 0,76 0,60 99,8 99,8 45 4,2 377 0,25 0,18 99,9 100,0 46 4,1 380 0,85 0,56 99,8 99,9 47 4,2 375 0,76 0,60 99,8 99,8 48 4,4 369 0,32 0,50 99,9 99,9 49 4,2 372 0,60 0,10 99,8 100,0 50 4,4 367 1,20 0,09 99,7 100,0 51 4,3 375 1,30 0,06 99,7 100,0 52 4,2 380 0,19 0,04 100,0 100,0 53 4,3 375 1,30 0,06 99,7 100,0 54 4,2 380 0,19 0,04 100,0 100,0 55 4,3 375 1,30 0,06 99,7 100,0 56 4,2 380 0,19 0,04 100,0 100,0 Trung bình 0,21 ± 99,9 ± 0,1 99,9 ± 0,1 0,15 - 32 - TT Trung bình Tỷ lệ COD/TN N-amoni vào (mg/L) N-amoni (mg/L) Hiệu suất xử lý (%) R1 R2 R1 R2 0,28 ± 99,8 ± 0,1 99,9 ± 0,1 0,25 4,3 ± 0,1 377 ± 0,73 ± 0,35 57 3,9 420 0,07 0,08 100,0 100,0 58 3,4 489 0,04 0,09 100,0 100,0 59 3,5 478 0,03 0,07 100,0 100,0 60 3,4 496 0,04 0,09 100,0 100,0 61 3,6 488 0,06 0,05 100,0 100,0 62 3,7 497 0,05 0,05 100,0 100,0 63 3,8 491 0,03 0,07 100,0 100,0 64 3,6 489 0,10 0,05 100,0 100,0 3,6 ± 0,1 481 ± 16 0,0,05 ± 0,02 0,07 ± 0,01 100 ± 0,004 100 ± 0,003 Trung bình 3.8 Ảnh hưởng tỷ lệ COD/TN đến hiệu suất xử lý TN TT Tỷ lệ COD/TN TN vào (mg/L) TN (mg/L) R1 R2 Hiệu suất xử lý (%) R1 R2 5,8 273 22,6 6,0 91,7 97,8 5,9 274 24,3 7,1 91,1 97,4 5,9 259 20,0 5,3 92,3 97,9 5,8 265 20,8 4,6 92,2 98,3 5,2 299 20,5 4,6 93,1 98,5 5,1 305 24,6 5,9 91,9 98,1 5,1 304 18,8 10,0 93,8 96,7 5,2 305 25,3 11,6 91,7 96,2 5,4 289 25,9 5,1 91,1 98,2 10 5,3 305 21,4 10,5 93,0 96,6 11 5,9 286 22,0 7,9 92,3 97,2 12 5,7 298 22,2 8,4 92,5 97,2 13 5,9 290 33,6 5,5 88,4 98,1 14 5,8 300 36,9 7,6 87,7 97,5 15 5,7 303 30,2 7,6 90,1 97,5 - 33 TT Tỷ lệ COD/TN TN vào (mg/L) TN (mg/L) R1 R2 Hiệu suất xử lý (%) R1 R2 16 5,6 314 30,9 6,5 90,1 97,9 17 5,3 317 24,8 10,1 92,2 96,8 18 5,5 309 22,6 7,9 92,7 97,5 19 5,7 309 33,4 9,2 89,2 97,0 20 5,6 318 31,5 10,0 90,1 96,9 21 5,1 327 19,4 11,2 94,1 96,6 22 5,5 305 18,3 5,6 94,0 98,2 23 5,8 292 9,6 6,6 96,7 97,7 24 5,7 300 9,2 6,6 97,0 97,8 25 5,5 311 18,7 9,1 94,0 97,1 26 5,6 305 20,5 6,9 93,3 97,7 27 5,8 299 22,8 16,3 92,4 94,5 28 5,9 297 24,4 19,8 91,8 93,3 5,6 ± 0,2 299 ± 12 23,4 ± 4,6 29 5,0 425 25,7 21,8 93,9 94,9 30 5,1 414 26,9 22,7 93,5 94,5 31 5,1 410 25,9 25,1 93,7 93,9 32 5,1 417 30,4 23,8 92,7 94,3 33 5,2 387 28,2 24,3 92,7 93,7 34 5,0 411 30,9 21,2 92,5 94,8 35 4,9 413 29,2 25,6 92,9 93,8 36 5,1 392 31,4 28,7 92,0 92,7 37 4,9 413 43,5 22,1 89,5 94,7 38 4,9 402 45,8 24,9 88,6 93,8 39 5,2 393 41,8 20,8 89,4 94,7 40 5,2 405 51,6 27,6 87,3 93,2 41 5,2 395 48,4 20,2 87,7 94,9 5,1 ± 0,1 406 ± 35,4 ± 8,4 42 4,3 513 65,9 40,3 87,1 92,1 43 4,4 514 75,2 44,3 85,3 91,4 Trung bình Trung bình 8,3 ± 92,2 ± 1,5 97,2 ± 0,8 2,5 23,8 ± 91,3 ± 2,1 94,1 ± 0,6 2,1 - 34 TT Tỷ lệ COD/TN TN (mg/L) TN vào (mg/L) R1 R2 Hiệu suất xử lý (%) R1 R2 44 4,2 531 78,1 41,5 85,3 92,2 45 4,2 511 92,8 48,2 81,8 90,6 46 4,1 514 76,3 49,0 85,1 90,5 47 4,2 509 81,7 53,9 83,9 89,4 48 4,4 503 110,0 60,5 78,1 88,0 49 4,2 506 117,9 62,6 76,7 87,6 50 4,4 501 119,5 54,6 76,1 89,1 51 4,3 509 127,0 65,8 75,0 87,1 52 4,2 514 115,5 68,4 77,5 86,7 53 4,3 509 127,0 65,8 75,0 87,1 54 4,2 514 115,5 68,4 77,5 86,7 55 4,3 509 127,0 65,8 75,0 87,1 56 4,2 514 115,5 68,4 77,5 86,7 4,3 ± 0,1 511 ± 103,0 ± 19,7 57,2 ± 9,1 57 3,9 520 155,0 98,7 70,2 81,0 58 3,4 589 170,3 112,7 71,1 80,9 59 3,5 578 168,7 119,5 70,8 79,3 60 3,4 596 161,3 126,7 72,9 78,8 61 3,6 588 175,0 122,1 70,2 79,2 62 3,7 597 170,5 110,8 71,4 81,4 63 3,8 591 161,9 115,3 72,6 80,5 64 3,6 589 177,1 122,9 69,9 79,1 3,6 ± 0,1 581 ± 16 167,5 ± 6,1 Trung bình Trung bình 79,8 ± 88,8 ± 1,8 116,1 ± 71,2 ± 0,9 80,0 ± 0,9 6,7 3.9 Nồng độ N-amoni, N-nitrit, N-nitrat TN sau xử lý theo tỷ lệ COD/TN TT Tỷ lệ COD /TN N-amoni (mg/L) N-nitrit (mg/L) N-nitrat (mg/L) R1 R2 R1 R2 R1 TN (mg/L) R2 R1 R2 5,8 0,08 0,07 0,02 0,02 20,00 5,00 22,6 6,0 5,9 0,06 0,08 0,04 0,03 21,20 6,00 24,3 7,1 - 35 - TT Tỷ lệ COD /TN N-amoni (mg/L) N-nitrit (mg/L) N-nitrat (mg/L) R1 R2 R1 R2 R1 TN (mg/L) R2 R1 R2 5,9 0,14 0,03 0,03 0,01 18,00 2,80 20,0 5,3 5,8 0,03 0,05 0,04 0,03 18,60 3,00 20,8 4,6 5,2 0,50 0,06 0,06 0,02 18,50 3,00 20,5 4,6 5,1 0,06 0,06 0,03 0,03 19,60 4,00 24,6 5,9 5,1 0,06 0,05 0,02 0,02 15,00 5,60 18,8 10,0 5,2 0,09 0,05 0,02 0,04 20,30 6,00 25,3 11,6 5,4 0,03 0,01 0,02 0,02 21,50 2,00 25,9 5,1 10 5,3 0,05 0,01 0,02 0,03 17,30 8,00 21,4 10,5 11 5,9 0,12 0,04 0,03 0,03 15,00 2,80 22,0 7,9 12 5,7 0,14 0,03 0,02 0,04 16,00 3,00 22,2 8,4 13 5,9 0,05 0,00 0,04 0,04 29,00 2,00 33,6 5,5 14 5,8 0,05 0,03 0,05 0,02 32,00 4,00 36,9 7,6 15 5,7 0,06 0,04 0,06 0,04 27,00 5,00 30,2 7,6 16 5,6 0,05 0,04 0,05 0,03 28,00 4,00 30,9 6,5 17 5,3 0,10 0,04 0,04 0,05 21,00 7,00 24,8 10,1 18 5,5 0,20 0,07 0,03 0,04 19,00 5,00 22,6 7,9 19 5,7 0,08 0,06 0,06 0,02 30,00 6,00 33,4 9,2 20 5,6 0,09 0,10 0,05 0,04 28,00 7,00 31,5 10,0 21 5,1 0,10 0,11 0,03 0,08 14,00 4,00 19,4 11,2 22 5,5 0,01 0,50 0,04 0,02 17,00 3,00 18,3 5,6 23 5,8 0,06 0,01 0,01 0,10 5,00 1,00 9,6 6,6 24 5,7 0,19 0,30 0,06 0,04 7,00 4,00 9,2 6,6 25 5,5 0,07 0,04 0,04 0,05 16,00 7,00 18,7 9,1 26 5,6 0,06 0,09 0,03 0,02 18,00 5,00 20,5 6,9 27 5,8 0,06 0,07 0,03 0,12 19,00 12,00 22,8 16,3 28 5,9 0,05 0,00 0,02 0,10 21,00 16,00 24,4 19,8 Trung bình 5,6 ± 0,2 0,09 ± 0,05 0,07± 0,04 ± 0,04 ± 19,7± 0,05 0,01 0,02 4,5 5,11± 2,1 23,4 ± 4,6 8,3 ± 2,5 29 5,0 0,05 0,10 0,04 0,12 23,00 17,00 25,7 21,8 30 5,1 0,04 0,08 0,03 0,10 24,00 18,00 26,9 22,7 31 5,1 0,08 0,17 0,05 0,13 20,00 21,00 25,9 25,1 - 36 - TT Tỷ lệ COD /TN N-amoni (mg/L) N-nitrit (mg/L) N-nitrat (mg/L) R1 R2 R1 R2 R1 R2 TN (mg/L) R1 R2 32 5,1 0,09 0,10 0,04 0,10 25,00 19,00 30,4 23,8 33 5,2 0,28 0,07 0,06 0,09 22,00 19,00 28,2 24,3 34 5,0 0,20 0,10 0,05 0,06 26,00 17,00 30,9 21,2 35 4,9 0,29 0,42 0,06 0,09 24,00 20,00 29,2 25,6 36 5,1 0,30 0,10 0,04 0,10 26,00 23,00 31,4 28,7 37 4,9 0,56 0,42 0,06 0,09 39,00 19,00 43,5 22,1 38 4,9 0,65 0,10 0,04 0,10 42,00 21,00 45,8 24,9 39 5,2 0,80 0,20 0,05 0,08 38,00 18,00 41,8 20,8 40 5,2 0,50 0,80 0,09 0,09 46,00 23,00 51,6 27,6 41 5,2 0,62 0,09 0,07 0,04 44,00 17,00 48,4 20,2 Trung bình 5,1 ± 0,1 0,34 ± 0,21 ± 0,05 ± 0,09 ± 30,7± 0,22 0,15 0,01 0,02 8,5 19,4± 1,7 35,4 ± 8,4 23,8 ± 2,1 42 4,3 0,90 0,70 0,17 0,06 60,00 35,20 65,9 40,3 43 4,4 0,85 0,56 0,08 0,03 68,00 40,60 75,2 44,3 44 4,2 0,76 0,60 0,05 0,02 72,00 38,30 78,1 41,5 45 4,2 0,25 0,18 0,02 0,03 86,00 42,50 92,8 48,2 46 4,1 0,85 0,56 0,08 0,03 68,00 45,30 76,3 49,0 47 4,2 0,76 0,60 0,05 0,02 72,00 50,70 81,7 53,9 48 4,4 0,32 0,50 0,58 0,92 99,00 54,20 110,0 60,5 49 4,2 0,60 0,10 0,09 0,09 110,0 60,00 117,9 62,6 50 4,4 1,20 0,09 0,26 0,06 106,0 53,50 119,5 54,6 51 4,3 1,30 0,06 0,11 0,03 114,0 62,10 127,0 65,8 52 4,2 0,19 0,04 0,12 0,03 108,0 65,40 115,5 68,4 53 4,3 1,30 0,06 0,11 0,03 114,0 62,10 127,0 65,8 54 4,2 0,19 0,04 0,12 0,03 108,0 65,40 115,5 68,4 55 4,3 1,30 0,06 0,11 0,03 114,0 62,10 127,0 65,8 56 4,2 0,19 0,04 0,12 0,03 108,0 65,40 115,5 68,4 Trung bình 4,3 ± 0,1 57 3,9 0,07 0,08 0,30 0,30 150,0 95,00 155,0 98,7 58 3,4 0,04 0,09 0,06 0,06 169,0 106,0 170,3 112,7 0,73 ± 0,28 ± 0,14 ± 0,10 ± 93,8 ± 53,5 103,0 ± 57,2 ± 0,35 0,25 0,08 0,11 18,2 ± 9,1 19,7 9,1 - 37 - TT Tỷ lệ COD /TN N-amoni (mg/L) N-nitrit (mg/L) N-nitrat (mg/L) R1 R2 R1 R2 R1 R2 R1 R2 TN (mg/L) 59 3,5 0,03 0,07 0,05 0,05 167,0 114,0 168,7 119,5 60 3,4 0,04 0,09 0,06 0,06 160,0 120,0 161,3 126,7 61 3,6 0,06 0,05 0,08 0,08 173,0 117,0 175,0 122,1 62 3,7 0,05 0,05 0,06 0,06 167,0 109,0 170,5 110,8 63 3,8 0,03 0,07 0,07 0,07 159,0 112,0 161,9 115,3 64 3,6 0,10 0,05 0,35 0,35 172,0 121,0 177,1 122,9 Trung bình 3,6 ± 0,1 0,0,05 0,07 ± 0,13 ± 0,08 ± 164,6 ± 0,02 0,01 0,10 0,03 ± 6,2 111,8 ± 6,3 167,5 ± 6,1 116,1 ± 6,7 ... HÀN LÂM KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ VIỆT NAM HỌC VIỆN KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ - DƯƠNG VĂN NAM NGHIÊN CỨU XỬ LÝ NƯỚC THẢI CHẾ BIẾN CAO SU BẰNG PHƯƠNG PHÁP HÓA LÝ – SINH HỌC KẾT HỢP Chuyên... KHOA HỌC: TS Phan Đỗ Hùng PGS TS Nguyễn Hoài Châu HÀ NỘI – 2019 i LỜI CAM ĐOAN Tôi xin cam đoan đề tài luận án Nghiên cứu xử lý nước thải chế biến cao su phương pháp hóa lý – sinh học kết hợp ... cứu xử lý thu hồi đồng thời nitơ photpho nước thải chế biến CSTN phương pháp kết tủa Magie Ammoni Photphat (MAP); 4) Nghiên cứu xử lý đồng thời chất hữu nitơ nước thải chế biến CSTN sau xử lý