Phần 4 Kết quả và thảo luận
4.1. Đánh giá khả năng sinh trưởng, hiệu quả xử lý nước thải và các yếu tố ảnh
4.1.1. Khả năng sinh trưởng và khả năng xử lý N,P của vi tảo Chlorella vulgaris
sinh trưởng tốt trong nước thải hay không?), nhận định các yếu tố ảnh hưởng tới khả năng sinh trưởng của chúng (các yếu tố nào chi phối khả năng sinh trưởng và loại bỏ dinh dưỡng của tảo trong nước thải?). Đồng thời kết quả thực nghiệm là cơ sở để đưa các hệ số vào mơ hình tốn và thiết kế hệ thống HRAPs quy mơ pilot.
4.1.1. Khả năng sinh trưởng và khả năng xử lý N,P của vi tảo Chlorella vulgaris trong nước thải vulgaris trong nước thải
Để xác định tiềm năng của việc ứng dụng tảo C.vulgaris trong nước thải tiến hành thử nghiệm nuôi tảo trong môi trường BBM và nước thải, theo dõi sinh trưởng và phát triển của tảo trong 14 ngày (thí nghiệm 1).
a. Khả năng sinh trưởng của tảo Chlorella vulgaris trong hệ thống bioreactor
Nồng độ diệp lục tố nhóm a (chlorophyll-a) thể hiện mức độ sinh trưởng của tảo lục trong khi mật độ tế bào thể hiện sự phát triển (hoặc sinh sản) của quẩn thể. Nhận thấy cả nồng độ diệp lục và mật độ tảo trong 02 công thức đều tăng lên đáng kể trong giai đoạn đầu sau đó suy giảm, trong khi ở mẫu đối chứng không thấy xuất hiện chlorophyll-a. Theo đó, đường cong sinh trưởng của tảo thể hiện trong Hình 4.1 phân ra bốn giai đoạn: thích nghi, tăng trưởng, ổn định và suy
thoái.
38
Giai đoạn thích nghi tương đối ngắn (dưới 24 giờ) do tảo đưa vào môi trường đang ở giai đoan trưởng thành, đồng thời do khả năng thích nghi của tảo
C.vulgaris tốt, tốc độ sinh sản nhanh. Điều này cũng có thể cho thấy nước thải
sau bể tự hoại không gây ngộ độc hoặc ức chế sinh trưởng của C.vulgaris.
Giai đoạn tăng trưởng kéo dài 8 ngày trong môi trường BBM và 9-10 ngày trong nước thải. Trong môi trường BBM, tảo sinh trưởng nhanh trong khoảng từ ngày thứ 3 đến ngày thứ 8 đạt đỉnh tại 2,8.106 TB/ml. Trong nước thải, tảo sinh trưởng nhanh trong khoảng từ ngày thứ 5 đến ngày thứ 10 đạt đỉnh tại 7.106 TB/ml. Như vậy, trong nước thải thời gian tăng trưởng kéo dài hơn; mật độ tảo và chlorophyll a tại đỉnh đều cao hơn gấp 2 đến 6 lần so với môi trường dinh dưỡng BBM (tại mức ý nghĩa p < 0,05). Điều này có thể do nồng độ dinh dưỡng N và P trong nước thải cao hơn đáng kể so với mơi trường BBM.
Ngồi ra trong giai đoạn này, các thông số môi trường như nhiệt độ, pH, DO có sự thay đổi đáng kể. Nhiệt độ nước thải và môi trường BBM đều tăng đáng kể so với ban đầu (từ 18oC lên 23±3,5oC), kể cả mẫu đối chứng do khả năng hấp thụ nhiệt của chất rắn lơ lửng và tảo. pH môi trường tăng đáng kể từ 6,8 lên 8,9 (đối với BBM) và từ 6,2 lên 8,7 (đối với nước thải) trong cơng thức có tảo; trong khi đó ở mẫu đối chứng pH chỉ dao động trong khoảng 6,2-6,3. Điều này có thể do sự tiêu thụ CO2 trong nước do tảo (Wang và Lan, 2011). DO tăng từ 0,2 lên đến 5,4 mg/l trong CT1.2 (nước thải), và tăng từ 2,3 lên 5,7 mg/l trong CT1.1 (BBM) tuy nhiên trong CT1.0 (đối chứng) luôn luôn thấp hơn 0,87 mg/l. Các biểu hiện này góp phần chứng minh hoạt động của tảo trong giai đoạn tăng trưởng
Giai đoạn ổn định tương đối ngắn (1-4 ngày) đối với cả môi trường BBM và nước thải, tại đó mật độ tảo nằm trong khoảng 3.106 đến 7.106 TB/ml, điều này làm giảm khả năng xuyên của ánh sáng dẫn tới cường độ ánh sáng đo được trong dung dịch chỉ đạt 500-1200lux. Mặt khác, sau quá trình bùng nổ tảo, dinh dưỡng hịa tan suy giảm nhanh chóng dẫn tới hiện tượng thiếu dinh dưỡng cục bộ khiến nhiều tế bào tảo bị chết.
Giai đoạn suy thoái bắt đầu từ ngày thứ 9 đối với BBM và từ ngày thứ 10 đối với nước thải do hệ quả của các yếu tố đã trình bày ở trên. Tại đây, mật độ tảo giảm từ 7.106 xuống còn 1,1.106 TB/ml trong nước thải và giảm từ 2,8.106 xuống còn 0,8.103 TB/ml trong mơi trường BBM. Ngồi ra, pH giảm trở lại 7,3 đối với BBM và 6,9 đối với nước thải cũng cho thấy sự phục hồi CO2 từ hoạt động phân hủy xác tảo; đồng thời với đó DO cũng có sự suy giảm khơng đáng kể
cho thấy mức độ quang hợp giảm. Tại đây do sinh khối tảo tại đỉnh sinh trưởng lớn hơn nên khả năng tái giải phóng dinh dưỡng từ tảo trong nước thải cũng lớn hơn trong mơi trường. Ngồi ra, trong nước thải còn chứa nhiều chất hữu cơ và vi sinh vật hoại sinh, do đó trong giai đoạn này, ở CT1.2 khơng có hiện tượng suy kiệt quần thể tảo C.vulgaris như trong công thức CT1.1.
Sự khác nhau trong các pha sinh trưỡng giữa hai cơng thức có bổ sung tảo cho thấy những lợi ích của việc sử dụng nước thải so với môi trường nhân tạo như sau: Thứ nhất, nước thải giàu dinh dưỡng N và P cả dạng hòa tan và tổng số, cao gấp 3-16 lần so với BBM (trừ NO3-). Thứ hai, nước thải chứa chất hữu cơ dễ phân hủy (thể hiện thông qua nhu cầu oxy sinh hóa BOD5 = 178,67 ± 61,37 mg/l) là nguồn dự trữ và cung cấp chất dinh dưỡng thông qua cơ chế phân hủy của vi sinh vật (Bảng 4.1). Quá trình này đồng thời cũng cung cấp CO2 với mức độ lớn để bù đắp sự thiếu hụt CO2 trong q trình quang hợp của tảo. Ngồi ra, tảo lục
Chlorella và Scendesmus có khả năng chuyển từ dị dưỡng sang tự dưỡng khi
nguồn cacbon thay đổi (Becker, 2004), chúng chiếm khoảng 25-50% nhu cầu C của tảo, thay thế một phần CO2.
Bảng 4.1. Tính chất nước thải nghiên cứu
Thơng số Đơn vị Giá trị
pH - 6,1 ± 0,4 Nhiệt độ oC 28,4 ± 2,9 Chất rắn lơ lửng mg/l 89,6 ± 26,4 Photphat mg/l 14,67 ± 2,68 Nitrat mg/l 0,47 ± 0,07 Amoni mg/l 31,23 ± 4,86 Tổng Nitơ mg/l 74,3 ± 25,6 Tổng Phốtpho mg/l 15,9 ± 12,0 BOD5 mg/l 178,6 ± 61,4 Tỷ lệ N/P 1,99 ± 0,01
b. Hiệu quả xử lý của vi tảo Chlorella vulgaris trong hệ thống biorector
Tiến hành theo dõi các thông số dinh dưỡng đồng thời xác định các thông số sinh học trong nước thải của thí nghiệm 1, kết quả cho thấy như sau:
Đối với mẫu đối chứng (không sử dụng tảo C.vulgaris), hàm lượng NH4+ tăng trong 2 ngày đầu tiên, sau đó nằm ở mức ổn định; trong thời gian này cũng
40
nhận thấy có sự bay hơi NH3 bằng phương pháp đánh giá cảm quan; hàm lượng NO3- tăng lên sau ngày thứ 5, trong khi nồng độ PO43- có xu hướng ổn định. Điều này cho thấy trong mẫu có q trình phân hủy hợp chất hữu cơ thành dinh dưỡng hịa tan, do đó hiệu quả xử lý N và P không cao.
Mẫu xử lý bằng tảo Chlorella vulgaris Mẫu đối chứng Hình 4.2. Diễn biến các thống số dinh dưỡng trong quá trình xử lý nước thải
sử dụng tảo
Đối với mẫu nước thải có bổ sung tảo (ánh sáng trắng nhân tạo, dinh dưỡng N:P tự nhiên của mẫu nước thải xấp xỉ 5:1) cho thấy xu hướng tương tự ở những ngày đầu tiên, tuy nhiên kể từ ngày thứ 2, tất cả dinh dưỡng hịa tan đều có xu thế giảm trong đó tốc độ giảm nhanh nhất là NH4+. Điều này tương xứng với tốc độ phát triển của tảo C.vulgaris và có thể chỉ ra rằng sinh trưởng của tảo
C.vulgaris là nhân tố quan trọng quyết định khả năng xử lý nước thải.
Hiệu quả xử lý dinh dưỡng hòa tan dao động trong khoảng 69,34 đến 94,59% sau 9 ngày xử lý, trong đó hiệu quả xử lý N và P ở dạng NO3- và PO43- nằm ở mức cao (trên 82%) do nồng độ ban đầu của chúng không cao đồng thời do nhu cầu của tảo đối với dinh dưỡng dạng này, hiệu quả xử lý N ở dạng NH4+
thấp hơn một phần do nồng độ ban đầu của NH4+ cao hơn.
Tuy nhiên, trong hệ thống xử lý nước thải bao gồm tảo và vi sinh vật, đồng thời xảy ra quá trình loại bỏ dinh dưỡng (nhờ tảo) và giải phóng (do vi sinh vật), do đó chúng ta cần xem xét cả dinh dưỡng N và P tồn tại ở dạng hữu cơ. Trong đó, N tổng số và P tổng số (TN và TP) của nước thải trước và sau xử lý có sự suy giảm đáng kể, tại đó q trình xử lý loại bỏ được 85-89% chất ơ nhiễm dạng này. Điều này cũng thể hiện rõ ràng ở khả năng loại bỏ chất hữu cơ (thể hiện thông qua thông số BOD5). Tất cả các thông số dinh dưỡng của nước thải
sau bể tự hoại qua quá trình xử lý bằng tảo C.vulgaris kết hợp với vi sinh vật có sẵn trong nước thải đều đảm bảo QCVN 14:2008/BTNMT đối với nước thải sinh hoạt.
Bảng 4.2. Hiệu quả xử lý dinh dưỡng trong nước thải bằng tảo C.vulgaris Thông Thông
số
Mẫu xử lý bằng tảo C.vulgaris Mẫu đối chứng Nồng độ trước xử lý (mg/l) Nồng độ sau xử lý (mg/l) Hiệu quả xử lý (%) Nồng độ sau xử lý (mg/l) Hiệu quả xử lý (%) N-NH4+ 21,64 6,63 69,34 29,40 -35,89 N-NO3- 5,13 0,28 94,59 17,55 -242,23 P-PO43- 10,22 1,76 82,74 12,02 -17,65 TN 64,24 9,65 84,98 54,82 14,66 TP 14,52 1,61 88,91 14,50 0,14 BOD5 243,4 42,7 82,43 211,4 13,1