Sau khi các khối bê tông đã được tạo thành, đem ngâm khối bê tông vào nguồn nước máy pha hóa chất có thành phần tương đương với nguồn nước thải và có nguồn vi sinh lấy từ nhà máy xử lý, tiến hành cung cấp sục khí và ánh sáng mặt trời, sử dụng máy bơm để tạo dòng nước chảy. Sau một thời gian màng biofilm dần dần bám vào bề mặt khối bê tông, sau khoảng 20 ngày thì màng biofilm phát triển tốt và đưa vào bố trí thí nghiệm như dự định.
4.3 Kết quả phân tích thành phần nƣớc máy
Bảng 4.1 Giá trị nồng độ các chỉ tiêu phân tích của nước máy
STT Chỉ tiêu Giá trị 1 Nhiệt độ (C) 28.5 2 pH 7.05 3 DO (mg/L) 6.85 4 EC (m/cm) 80.2 5 COD (mg/L) 1.6 6 N-NO3- (mg/L) 0.0 7 N-NH4+ (mg/L) 0.0
25 8 N-NO2- (mg/L) 0.0 9 P-PO43- (mg/L) 0.15 10 TDP (mg/L) 0.73 11 TP (mg/L) 1.08 12 TN (mg/L) 1.05
Qua quá trình phân tích thu được các thành phần trong nước máy có giá trị như ở bảng trên. Qua bảng trên ta thấy nước máy có thể dùng để bố trí thí nghiệm, ảnh hưởng của nước máy là không đáng kể.
4.4 Kết quả thí nghiệm với nƣớc thải pha bằng hóa chất có thành phần tƣơng đƣơng với nƣớc thải nhà máy chế biến thủy sản sau giai đoạn amôn hóa
4.4.1 Nhiệt độ
Hình 4.1 Sự biến động nhiệt độ (C) đầu vào và đầu ra ở các ngày thu mẫu
Nhiệt độ ảnh hưởng rõ rệt đến khả năng hòa tan của các chất ô nhiễm. Nhiệt độ càng cao thì khả năng hòa tan và phản ứng càng cao, là yếu tố quan trọng ảnh hưởng đến sự sinh trưởng và sinh sản của vi sinh vật, nếu nhiệt độ tăng dần thì sự sinh trưởng và biến dưỡng của vi sinh vật cũng tăng theo đến một nhiệt độ nhất định thì tất cả đình lại, nếu nhiệt độ tăng cao hơn nữa thì hoạt động của vi sinh vật sẽ rơi xuống đến mức không (Lê Trình, 1997).
20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 Đầu vào 1 2 3 4 Nhi ệt độ (ºC )
Ngày thu mẫu
Đối chứng Nghiệm thức
26
Theo hình 4.1 thì nhiệt độ dao động trong khoảng 28-29C, với nhiệt độ này sẽ tạo điều kiện thuận lợi cho vi sinh vật nói chung và vi khuẩn nitrate hóa nói riêng chuyển hóa tốt, năng lượng ánh sáng mặt trời là một yếu tố cần thiết thúc đẩy sự phát triển của vi khuẩn nitrate hóa.
Nhiệt độ của các ngày thu mẫu có sự chênh lệch nhau do ảnh hưởng từ nhiệt độ của ánh sáng mặt trời, tuy nhiên thì sự chênh lệch này cũng không nhiều.
Theo Huỳnh Thị Ngọc Lưu và Nguyễn Thị Thu Vân (2007) tốc độ tăng trưởng của các vi khuẩn nitrate hóa bị ảnh hưởng bởi nhiệt độ, nhiệt độ thích hợp nằm trong khoảng từ 8-30C, nhiệt độ tối ưu cho quá trình vào khoảng 30C, nhiệt độ của thí nghiệm cũng gần với nhiệt độ tối ưu thích hợp cho vi khuẩn nitrate hóa.
4.4.2 pH
Hình 4.2 Sự biến động pH đầu vào và đầu ra ở các ngày thu mẫu
Độ pH cho biết hiện trạng nguồn nước trước và sau khi bị tác động tự nhiên hay nhân tạo. Thông số này được dùng trong việc so sánh các loại nước với nhau. Ngoài ra, độ pH còn cho phép xác định nước thải có tính trung hòa pH=7 hay tính axid pH<7 hoặc tính kiềm pH >7. Quá trình xử lý sinh học nước thải rất nhạy cảm với sự dao động của pH. Trong đó, quá trình xử lý hiếu khí đòi hỏi độ pH trong khoảng 6.5 - 8.5 và khoảng chỉ số tốt nhất là từ 6.8 - 7.4 (Nguyễn Đức Lượng và Nguyễn Thị Thùy Dương, 2003).
pH của các loại nước có ảnh hưởng rất lớn đến các quá trình sinh học xảy ra trong nước (quá trình trao đổi chất, quá trình sinh sản và phát triển của vi sinh vật),
4 4.5 5 5.5 6 6.5 7 7.5 8 Đầu vào 1 2 3 4 pH
Ngày thu mẫu
Đối chứng Nghiệm thức
27
ảnh hưởng tới các quá trình vật lý xảy ra trong môi trường nước (quá trình chuyển trạng thái rắn, lỏng và khí của vật chất, quá trình hòa tan, kết lắng của vật chất), ảnh hưởng rất mạnh đến tất cả các phản ứng hóa học xảy ra trong môi trường nước.
Theo Trần Cẩm Vân (2002), quá trình oxy hóa NH4+ thành NO2- được tiến hành bởi nhóm vi khuẩn nitrite hóa. Chúng thuộc nhóm vi sinh vật tự dưỡng hóa năng có khả năng oxy hóa NH4+ bằng oxy không khí và tạo ra năng lượng:
NH4+ + 3/2O2 NO2- + H2O + 2H+ + năng lượng (*)
Ở nghiệm thức có màng biofilm, pH có xu hướng giảm ở ngày 1, 2, 3 nhưng sau đó lại tăng lên ở ngày 4. Theo cơ chế (*) thì trong quá trình chuyển hóa NH4+
sang NO2- sẽ giải phóng ra môi trường điện tử H+. Ở 3 ngày đầu quá trình nitrate hóa diễn ra mạnh nên lượng điện tử sẽ giải phóng vào nước nhiều, lượng H+
tăng lên sẽ làm pH của nước ở các ngày tiếp theo giảm so với pH ở đầu vào, nhưng đến ngày 4 thì màng biofilm trên bề mặt vật liệu yếu hơn làm quá trình nitrate cũng diễn ra chậm hơn nên lượng H+
giải phóng vào môi trường ít hơn. Mặt khác với điều kiện có ánh sáng mặt trời và sục khí liên tục nên đến ngày 4 tảo phát triển trong bể thí nghiệm cũng khá nhiều, lượng tảo này quang hợp sẽ giải phóng khí CO2 vào môi trường làm pH trong nước tăng lên.
Nhìn chung, giá trị pH dao động 6.5-7.2, giá trị pH này ở khoảng trung tính và nghiêng về kiềm nhẹ thích hợp cho sự phát triển của vi sinh vật.
28
4.4.3 EC
Hình 4.3 Sự biến động EC đầu vào và đầu ra ở các ngày thu mẫu
Nhìn chung, độ dẫn điện (EC) qua các ngày thu mẫu tương đối ổn định và không thay đổi nhiều.
Độ dẫn điện của nước thải phản ánh mức độ hiện diện của các ion hòa tan trong nước. Nồng độ ion càng cao thì độ dẫn điện càng cao. EC là thước đo gần đúng các chất vô cơ trong nước. Các ion này thường là muối của kim loại như NaCl, KCl, SO42-, NO3-, PO43-…Tác động ô nhiễm của nước có EC cao thường liên quan đến tính độc hại của các ion hòa tan trong nước (Huỳnh Quốc Tịnh, 2007).
Độ dẫn điện của các ion trong nước của thí nghiệm dao động trong khoảng 330-355 S/cm. Ở thí nghiệm có màng biofilm chủ yếu có sự chuyển đổi đạm từ dạng N-NH4+ sang đạm ở dạng N-NO3- nên tổng lượng ion không có sự thay đổi nhiều. Vì vậy, EC của thí nghiệm tương đối ổn định.
100 150 200 250 300 350 400 Đầu vào 1 2 3 4 E C ( µ m /cm )
Ngày thu mẫu
Đối chứng Nghiệm thức
29
4.4.4 DO
Hình 4.4 Sự biến động nồng độ DO (mg/L) đầu vào và đầu ra của các ngày thu mẫu
Theo Lê Văn Khoa (1996) trong các chất khí hòa tan trong nước, oxy hòa tan đóng một vai trò rất quan trọng. Oxy hòa tan cần thiết cho sinh vật thủy sinh phát triển, nó là điều kiện không thể thiếu của quá trình phân hủy hiếu khí của vi sinh vật. Khi nước bị ô nhiễm do các chất hữu cơ dễ bị phân hủy bởi vi sinh vật thì lượng oxy hòa tan trong nước sẽ bị tiêu thụ bớt, do đó phải cung cấp lượng oxy liên tục để bù vào lượng mất đi do vi sinh vật hoạt động.
Oxy có trong môi trường nước chủ yếu từ quá trình quang hợp của thực vật thủy sinh, từ sự khuếch tán của không khí vào nước (quá trình này phụ thuộc vào diện tích tiếp xúc giữa bề mặt nước và không khí).
Oxy thường có độ hòa tan thấp và phụ thuộc vào áp suất, nhiệt độ, nồng độ muối có trong nước thải…Trong quá trình xử lý, các vi sinh vật tiêu thụ oxy hòa tan để oxy hóa sinh hóa, đồng hóa các chất dinh dưỡng và chất nền (BOD, N, P) cần thiết cho sự sống, sinh sản và tăng trưởng của chúng. Vì vậy, giữ được oxy hòa tan trong nước thải trong quá trình xử lý là yêu cầu quan trọng (Trần Hiếu Huệ, 2001).
Theo kết quả như hình 4.4, DO trong thí nghiệm đối chứng tăng lên dần và dao động trong khoảng 5.5-6.5 mg/L. DO đầu vào khoảng 5.5 mg/L và DO đầu ra ở ngày 4 thì tăng lên khoảng 6.5 mg/L. Nguyên nhân là do quá trình sục khí cung cấp oxy liên tục nên lượng oxy trong bể thí nghiệm tăng dần qua các ngày thu mẫu.
1 2 3 4 5 6 7 Đầu vào 1 2 3 4 DO ( m g/L )
Ngày thu mẫu
Đối chứng Nghiệm thức
30
Ở thí nghiệm có màng biofilm, nồng độ DO cũng tăng dần từ 5.3 mg/L ở đầu vào lên 6.2 mg/L ở đầu ra ngày 4. Tuy nhiên nếu so sánh với nghiệm thức đối chứng thì lượng DO ở thí nghiệm này tăng lên ít hơn. Nguyên nhân có thể là do ở thí nghiệm có màng biofilm, quá trình nitrate hóa sẽ diễn ra nhờ vi khuẩn nitrate hóa hoạt động chuyển hóa đạm từ dạng N-NH4+ sang đạm dạng N-NO3-. Khi hoạt động, nhóm vi khuẩn này sẽ không ngừng sử dụng oxy cung cấp cho hoạt động sống của chúng. Vì vậy chúng đã tiêu tốn một lượng oxy trong nước làm nồng độ DO của nghiệm thức thấp hơn ở thí nghiệm đối chứng. Bằng thực nghiệm, người ta đã chứng minh được rằng lượng oxy tiêu hao để oxy hóa 1mg nitơ của muối amôn thành nitrate là 4.3mg O2 (Lê Hoàng Việt, 2003).
Hàm lượng oxy trong nước là yếu tố xác định hô hấp hiếu khí hay yếm khí của các vi sinh vật chiếm ưu thế. Vì thế, việc xác định DO cho phép duy trì điều kiện thích hợp trong các hệ thống xử lý nước thải, tính toán chi phí và lựa chọn giải pháp sục khí hiệu quả (Huỳnh Quốc Tịnh, 2007).
Nhìn chung, DO ở thí nghiệm thuận lợi cho vi khuẩn nitrate hóa vì Nitrosomonas và Nitrobacter là các nhóm vi khuẩn tự dưỡng hiếu khí.
4.4.5 COD
Hình 4.5 Sự biến động nồng độ COD (mg/L) đầu vào và đầu ra ở các ngày thu mẫu
COD là chỉ tiêu dùng để đánh giá định lượng vật chất hữu cơ trong thủy vực nhiều hay ít. Vật chất hữu cơ trong thủy vực trước hết là thức ăn của một số loài thủy sinh vật, phần còn lại lắng xuống nền đáy của thủy vực tạo thành lớp bùn đáy.
0 2 4 6 8 10 12 Đầu vào 1 2 3 4 C OD (m g/L)
Ngày thu mẫu
Đối chứng Nghiệm thức
31
Chất bùn này bị vi sinh vật phân hủy tạo thành các muối vô cơ hòa tan, cung cấp dinh dưỡng cho thủy vực (Nguyễn Văn Bé, 1996).
Do đây chỉ là nghiệm thức đối chứng, vật liệu không có màng sinh học trên bề mặt nên COD không có sự chênh lệch nhiều giữa đầu vào và đầu ra, COD đầu vào khoảng 10.85 mg/L và đầu ra ngày 4 còn lại khoảng 9.37 mg/L, lượng COD chỉ dao động trong một biên độ hẹp.
Hàm lượng COD trong thí nghiệm có màng biofilm có sự biến động theo thời gian. Lượng COD đầu vào khoảng 11mg/L được pha theo nồng độ của nước thải nhà máy chế biến thủy sản sau giai đoạn amôn hóa. Nồng độ COD giảm dần ở đầu ra ngày 1 còn khoảng 8.97 mg/L và ngày 2 còn khoảng 7.73 mg/L, nguyên nhân làm giảm COD là do vi sinh vật bám ở vật liệu hoạt động đã phân hủy một phần COD trong nước. Tuy nhiên nồng độ COD ở đầu ra ngày 4 vẫn còn khoảng 5.43 mg/L, lượng COD còn lại là do trong hệ thống chủ yếu có sự hoạt động của các vi khuẩn tự dưỡng hiếu khí, chúng sử dụng CO2 và năng lượng ánh sáng mặt trời để tổng hợp tế bào nên khi phân hủy chúng sẽ giải phóng nguồn hữu cơ vào nước làm lượng COD ở đầu ra vẫn còn. Tuy nhiên, các giá trị COD trong thí nghiệm vẫn đạt cột A của QCVN 40-2011/BTNMT: Quy Chuẩn Kỹ Thuật Quốc gia về nước thải Công nghiệp.
4.2.6 TP, TDP, P-PO43-
Hình 4.6 Sự biến động nồng độ photphorus trong hệ thống với vật liệu không có màng biofilm trên bề mặt
Khi không có màng biofilm trên bề mặt vật liệu thì nồng độ các dạng lân như TP, TDP, P-PO43- trong thí nghiệm tương đối ổn đị
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 Đầu vào 1 2 3 4 Nồng đ ộ (m g/L )
Ngày thu mẫu
TP TDP P-PO4
32
nh. Trong đó, TP có nồng độ đầu vào khoảng 8.48 mg/L và đầu ra ngày 4 khoảng 8.35 mg/L. TDP có nồng độ đầu vào khoảng 8.4 mg/L và đầu ra ngày 4 khoảng 8.32 mg/L. Cuối cùng là P-PO43- nồng độ đầu vào khoảng 5.3 mg/L và đầu ra ngày 4 khoảng 4.9 mg/L.
Hình 4.7 Sự biến động hàm lượng photphorus trong hệ thống loại nitrate khi có màng biofilm trên bề mặt vật liệu
Theo Trần Cẩm Vân (2002), photpho là nguồn dinh dưỡng khoáng quan trọng nhất đối với vi sinh vật vì trong thành phần tế bào nó chiếm tỉ lệ 50% tổng số các chất khoáng. Do đó, trong thí nghiệm photpho là yếu tố cần thiết cho vi sinh vật hoạt động. Trong thí nghiệm nồng độ TP, TDP, P-PO4- giảm dần ở đầu ra các ngày thu mẫu và có ý nghĩa về mặt thống kê ở mức 5%. Theo kết quả đo được, TP có nồng độ đầu vào khoảng 8.45 mg/L và đầu ra ngày 4 khoảng 5.02 mg/L; TDP có nồng độ đầu vào khoảng 8.4 mg/L và đầu ra ngày 4 khoảng 3.5 mg/L và P-PO43- có nồng độ đầu vào khoảng 5.3 mg/L và đầu ra ngày 4 khoảng 3 mg/L. Nồng độ TP ở đầu ra ngày 4 trong thí nghiệm có màng biofilm đạt cột B của QCVN 40- 2011/BTNMT: Quy Chuẩn Kỹ Thuật Quốc gia về nước thải công nghiệp.
Trong bể thí nghiệm, vi sinh vật trên vật liệu sẽ sử dụng lân làm nguồn dinh dưỡng để chúng hoạt động và tổng hợp tế bào. Vì thế nồng độ TP giảm dần qua đầu ra của các ngày thu mẫu. Nồng độ TP và TDP đầu vào chênh lệch không nhiều nhưng sự chênh lệch lại tăng dần qua các ngày thu mẫu, sự chênh lệch này là do các
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 Đầu vào 1 2 3 4 Nồng đ ộ (m g/L )
Ngày thu mẫu
TP TDP P-PO4
33
dạng photpho hòa tan đã dần chuyển sang dạng không tan và lắng xuống nên khi đo hàm lượng TDP sẽ không phát hiện những dạng này.
4.4.7 N-NH4+
Hình 4.8 Sự biến động nồng độ N-NH4+ (mg/L) đầu vào và đầu ra ở các ngày thu mẫu
Qua biểu đồ hình 4.8 có thể thấy, nồng độ N-NH4+
ở đầu vào và đầu ra các mẫu đối chứng chênh lệch nhau không nhiều, lượng N-NH4+ ở đầu vào khoảng 35.13 mg/L, và đầu ra ngày 4 khoảng 32.16 mg/L, chỉ giảm một lượng nhỏ khoảng 2.97 mg/L. Điều này chứng tỏ rằng thí nghiệm này không có khả năng chuyển hóa amôn trong nước thành nitrate vì vật liệu của thí nghiệm không có màng biofilm (không có vi sinh vật chuyển hóa nitrate).
Nồng độ N-NH4+ ở đầu vào có nguồn gốc chủ yếu từ hóa chất (NH4)2SO4 bổ sung vào nước máy có nồng độ tương đương với nồng độ N-NH4+ của nước thải chế biến thủy sản sau giai đoạn amôn hóa.
Nồng độ N-NH4+ ở đầu vào của 3 lần bố trí thí nghiệm lặp lại dao động không nhiều do thí nghiệm được bố trí lặp lại với các điều kiện tương đối giống nhau và nồng độ các ion thì được kiểm soát chặt chẽ bằng hóa chất.
Nồng độ N-NH4+
trong nước ở đầu vào khoảng 34.11 mg/L và nồng độ N- NH4+ ở đầu ra của các ngày thu mẫu thì giảm dần. Nồng độ N-NH4+ còn khoảng 16.34 mg/L ở đầu ra của ngày 1, nồng độ này tiếp tục giảm còn khoảng 3.58 mg/L ở ngày 2. Đến ngày 3, nồng độ N-NH4+ khoảng 1.95mg/L và đến ngày thu mẫu cuối cùng (ngày 4) thì nồng độ N-NH4+ chỉ còn lại khoảng 1.88 mg/L. Khi theo dõi lượng N-NH4+ ở đầu vào và qua 4 ngày thu mẫu ta thấy nồng độ N-NH4+ ở đầu vào