Mô hình MBR
Nồng độ BOD5 đầu vào, đầu ra và hiệu suất xửlý qua các giai đoạn vận hành được trình bày trong hình 3 ở TN1 giai đoạn thích nghi với OLR=0,3 kgCOD/m3.ngày,
HRT= 28,1, thời gian vận hành 20 ngày hiệu quả xửlý trung bình đạt 95,75 ± 1,10, giá trịđầu ra trung bình 12,19 ± 2,86. Điều này cho thấy vi sinh vật thích nghi với chất ô nhiễm mới khá nhanh.
Sau thời gian thích nghi 1, ta tiến hành
tăng tải trọng lên 0,8 kgCOD/m3.ngày với thời gian lưu nước 14,8 giờ. Hiệu quả xử lý trung bình đạt 98,96 ± 0,49, giá trị đầu
ra trung bình đạt 2,55 ± 0,95. Ta thấy rằng, tại tải thích nghi 2 hiệu quả xửlý cao hơn
tải thích nghi 1. Điều thấy cho thấy vi sinh
đã hoàn toàn thích nghi với chất ô nhiễm mới.
Sau thời gian thích nghi, hiệu quả xử lý ổn
định tiến hành tăng tải trọng lên 1,0; 1,2 kgCOD/m3.ngày và thời gian lưu nước
tương ứng là 11 và 8,6 giờ. Hiệu quả xử lý trung bình trong 2 tải này lần lượt là 98,96 ± 0,39 và 99,55 ± 0,18. Nồng độ BOD
trung bình đầu ra tương ứng trong khoảng
2,65 ± 0,95; 1,12 ± 0,42 luôn thấp hơn 30
mg/l – giá trị cho phép xả thải của nước thải công nghiệp theo QCVN 40:2011/BTNMT (cột A).
Mô hình Swim-bed
Kết quả phân tích giá trị BOD5 trong dòng
vào và dòng ra được thực hiện ở hình 4. Nhìn chung ở các tải trọng, BOD5 đầu ra
có xu hướng giảm dần theo thời gian và hiệu suất xử lý khá ổn định. Ở tải trọng
đầu, BOD5 đầu vào của 8 lần lấy mẫu khá là ổn định khoảng 16,6 ± 3 mg/L và hiệu suất có chiều hướng tăng khoảng 92,2 ± 1%. Mặc dù có sựgiao động lớn về COD trong tải trọng này nhưng khả năng xử lý BOD5 lại rất tốt. Điều này có thể nhận xét rằng, khả năng thích nghi của vi sinh vật với thuốc và sử dụng chúng làm nguồn thức ăn – quá trình kháng thuốc – rất cao, có sự tiến triển tốt.
Hình 4. Hiệu suất xử lý BOD5 của công nghệ sinh học màng MBR Kết quả BOD5 có sự biến động nhỏ ở tải
trọng 0,6 kgCOD/m3.ngày, sự biến động rõ rệt nhất nằm trong lần lấy mẫu thứ 14
đến 17 có thểtrong giai đoạn này, khi lấy mẫu có một lượng bùn bị trôi theo dòng
nước gây ảnh hưởng đến các giá trịđầu ra.
Đặc biệt trong giai đoạn này có thể quan sát thấy phần ngăn lắng có xuất hiện các loại thảo trùng được thể hiện trong hình 5,
điều này cũng gây ra một phần ảnh hưởng
đến quá biến động BOD5, COD. Ở các tải
còn lại, giá trị BOD5 khá là ổn định trong khoảng 5 – 10 mg/L và hiệu suất xử lý 95
– 97%. Dựđoán trong tương nếu còn tăng
tải trọng thì xu thế sẽkhông đổi và có thể
hiệu quả sẽ thấp dần theo thời gian do khả năng tiếp xúc giữa vi sinh vật và lượng thuốc có trong nước thải quá nhanh nên khảnăng xử lý có thể sẽ giảm xuống. Nhìn chung trong toàn bộ giai đoạn vận hành, giá trị BOD5 khá là ổn định và đạt QCVN 40:2011/BTNMT. H iệ u su ất , % N ồn g độ , m g/l Tải trọng Đầu vào Đầu ra Hiệu suất
Hình 5. Biểu đồ biến thiên BOD5 qua các tải trọng của mô hình Swim-bed Tỷ số BOD5/COD của nước thải đầu vào (adsbygoogle = window.adsbygoogle || []).push({});
dao động trong khoảng 0,65 – 0,80 cho thấy rằng hàm lượng chất hữu cơ dễ phân hủy sinh học trong nước thải chiếm tỷ lệ đáng kể và phù hợp cho xử lý sinh học hiếu khí. Hình 4 và hình 5 biểu diễn sự
biến thiên COD và BOD5 của nước thải
đầu vào và sau xử lý của mô hình Swim-
bed đã cho thấy hiệu quả loại bỏ chất ô nhiễm hữu cơ phụ thuộc vào tải trọng hữu
cơ và thời gian đạt trạng thái ổn định của mô hình trong tải trọng thí nghiệm. Mặc dù tỷ lệ khá cao nhưng về bản chất của
nước thải dược phẩm chứa kháng sinh thì hoàn toàn trở ngại. Có thể trong môi
trường nhân tạo, lượng thuốc pha có một
lượng phụ gia thích hợp đề phân hủy sinh học do đó khiến tỷ lệ BOD5/COD khá cao.
Hiệu quả xử lý COD
Mô hình MBR
Nồng độ COD đầu vào được duy trì ở
nồng độ 358,15 ± 30,48 mg/L. Sai số do quá trình pha thuốc để tổng hợp kháng sinh gây ra. Hiệu quả xử lý qua các giai
đoạn vận hành được trình bày trong hình 5a. ỞTN1 giai đoạn thích nghi 1 với ORL = 0,3 kgCOD/m3.ngày, HRT = 28,1 giờ, thời gian vận hành 20 ngày, hiệu quả xử lý
trung bình đạt 92,69 ± 2,03%, giá trị COD
trung bình đầu ra 25,16 ± 7,05 mg/l. Qua
giai đoạn thích nghi 2 với ORL = 0,6 kgCOD/m3.ngày, thời gian lưu giảm xuống còn HRT = 14,8 giờ, thời gian vận hành 19 ngày, hiệu suất xử lý tăng lên nhưng không đáng kể với 93,56 ± 1,91% và giá trị COD trung bình đầu ra 23,00 ± 6,06 mg/l.
Sau thời gian thích nghi, hiệu quả xử lý ổn
định tiến hành tăng tải trọng lên 0,8 kgCOD/ m3.ngày; 1,0 kgCOD/m3.ngày và thời gian lưu nước giảm lần lượt tương ứng còn 11,0 giờ; 8,6 giờ. Hiệu quả xử lý trung bình trong 2 TN này lần lượt là 96,00 ± 1,60%; 95,93 ± 1,40%. Nồng độ COD trung bình đầu ra tương ứng trong khoảng 14,01 ± 5,09 mg/l; 14,92 ± 5,21 mg/l luôn thấp hơn 75mg/L - giá trị cho phép xả thải của nước thải công nghiệp
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 0.00 50.00 100.00 150.00 200.00 250.00 300.00 350.00 0 5 10 15 20 25 30 35 40 45
BOD vào BOD ra Hiệu suất %
theo QCVN 40:2011/BTNMT (cột A). Ở
các tải vận hành tiếp theo từ ngày thứ 39 trởđi, hiệu suất xửlý tăng mạnh, đạt xấp xỉ 96%. Có thể thấy sự biến thiên nồng độ
COD đầu ra và hiệu suất xử lý giảm dần,
điều này cho thấy vi bùn đã thích nghi tốt với môi trường.
Hình 6. Biểu đồ biến thiên COD của mô hình MBR (a) và Swim-bed (b) Tại TN1 bùn cần thời gian 12 ngày mới
thích nghi với nước thải để chất lượng
nước đầu ra được ổn định (25,16 ± 7,05 mg/l). Qua tải TN2, nước thải đầu ra vẫn duy trì chất lượng như tải TN1, nhưng do
bơm đầu ra gặp sự cố trong 6 ngày giữa tải nên COD ngay sau khi khắc phục mô hình là rất thấp (7,57 mg/l) và dần ổn định sau
đó. Khác với hai tải trọng trước, COD tại tải TN3 có xu hướng giảm mạnh trong những ngày đầu rồi sau đó dao động rất
nhỏ (giảm từ 24,42 mg/l còn 7,28 mg/l). Tại tải TN4, COD dao động lớn ở những ngày giữa tải (từ 5,88 mg/l lên 23,51 mg/l và giảm xuống còn 7,35 mg/l). (adsbygoogle = window.adsbygoogle || []).push({});
Mô hình Swim-bed
Kết quả phân tích các thông số COD trong
dòng vào và dòng ra được thể hiện ở hình 5b. Ở các giai đoạn chạy tải trọng mô hình,
nhìn chung COD đầu ra có xu hướng giảm theo thời gian và hiệu suất xử lý ngày càng
Ở tải trọng thích nghi, giá trị COD đầu ra có sự dao động nhỏ trong 8 lần lấy mẫu
đầu tiên, COD đầu ra trung bình ở 41,4 ± 9 mg/L và hiệu suất từ 88 ± 3%. Sự ổn
định ởgiai đoạn này có thể quan sát ở hình 6 là vào những lần lấy mẫu cuối của tải trọng nhưng nhìn chung ở giai đoạn này khả năng xử lý COD còn thấp, hiệu suất không cao.
Ở tải trọng 0,6 kgCOD/m3.ngày, có sự
biến động lớn với kết quảCOD đầu ra so với tải thích nghi, sự thay đổi lưu lượng
dòng vào đột ngột gây ảnh hưởng trực tiếp
đến khả năng thích nghi của vi sinh vật nên mô hình phải chạy thêm 1 tuần đểđảm bảo sự ổn định của kết quảđầu ra. Sựổn
định COD đầu ra bắt đầu biểu hiện rõ rệt
ở lần lấy mẫu thứ 31 và có xu thế giảm dần cho tới cuối tải. Giá trịđạt được là 44,4 ± 12 mg/L và hiệu suất xử lý là 87,5 ± 4%, khả năng bám dính của giá thể Biofringe so với tải thích nghi tăng cao. Mặc dù có sự biến động lớn vềđầu ra cũng như hiệu suất xử lý nhưng nhìn chung trong giai đoạn này có thể lấy khả năng phát triển của vi sinh vật đã trở nên ổn định hơn.
Từ tải trọng 0,8 và 1,0 kgCOD/m3.ngày
nhìn chung COD đầu ra khá ổn định trong khoảng 25 - 30 mg/L. Điều này cho thấy khảnăng thích ứng với thuốc đạt hiệu quả
tốt, sựphát sinh bùn tăng rất cao đặc biệt
ở tải 0,8 kgCOD/m3.ngày nhưng ở tải trọng cuối, nước đầu ra có dấu hiệu hơi ửng đỏ nhẹ và bùn có dấu hiệu bị cuốn trôi
sang ngăn lắng nên ảnh hưởng đến kết quả
phân tích COD đầu ra, cụ thể giá trị COD
đầu ra có xu hướng tăng nhẹ và không ổn
định vào những ngày lấy mẫu cuối khoảng 30 – 40 mg/L. Hiệu suất ở tải trọng này
đang có chiều hướng giảm, thấp nhất là 81,56%, mặc dù có sự giảm sút nhưng
nhìn tổng quát thì COD trong thời gian
này cũng rất ổn định. Có thể giải thích nguyên nhân này là do với thời gian lưu nước là 7,2h việc xử lý các hợp chất thủy phân của acetaminophen phải được cân nhắc, màu nước đầu ra bị ửng đỏ nhẹ có thể là do bùn bị phân hủy bên ngăn lắng hoặc các hợp chất thủy phân của
acetaminophen gây ra, nên chưa thể kết luận sớm khả năng xử lý và hiệu suất giảm.
Hiệu quả xử lý chất kháng sinh Acetaminnophen
Nước thải dược phẩm tổng hợp có nồng độ Acetaminnophen dao động trong khoảng 127,50 ± 29,80 mg/l. Do còn những hạn chế về mô hình nên kết quả phân tích thông số acetaminophen được xác định ở
tải 1,0 kgCOD/m3.ngày. Kết quả số liệu
thu được cho thấy không phát hiện acetaminophen ởđầu ra của cả 2 mô hình. Bên cạnh đó, nhóm nghiên cứu đồng thời
đánh giá khả năng phân hủy (adsbygoogle = window.adsbygoogle || []).push({});
acetaminophen trong môi trường tự nhiên, tiến hành phân tích mẫu nước thải tổng hợp acetaminophen ở các ngày thứ 1, 2, 3 và 4. Mẫu phân tích được bảo quản trong nhiệt độ thường, kết quả được cho trong bảng 2.
Bảng 2. Kết quả phân tích Acetaminophen phân rã tự nhiên
Mẫu Giá trịđầu vào (mg/L) Tốc độ giảm Giá trịđầu ra (mg/L)
Ngày 1 191,9 - -
Ngày 3 102,4 0,47 0
Ngày 4 68,0 0,65 0
Mặc dù không phát hiện acetaminophen trong mẫu nước thải đầu ra của 2 mô hình
nhưng không thể bỏ khả năng
acetaminophen bị phân hủy thành chất khác. Tuy nhiên, nhóm nghiên cứu đưa ra
kết luận acetaminophen đã bị quá trình sinh học từ 2 mô hình phân hủy hoàn toàn do số liệu về hiệu quả xử lý BOD5 và COD cao, chứng tỏ không sự hiện diện của các chất thứ cấp phát sinh.
KẾT LUẬN
Nghiên cứu này đã xác thực khảnăng ứng dụng của công nghệ sinh học màng MBR và Swim-bed đối với việc xửlý nước thải
chứa acetaminophen. Hiệu quả xử lý BOD5, COD và acetaminophen của MBR và Swim-bed đối với nước thải tổng hợp
cao hơn 98%, 90% và 99%. Điều này cũng đồng thời chỉ ra tiềm năng ứng dụng MBR và Swim-bed cho việc xử lý các loại nước thải phức tạp khác với hiệu suất ổn định. Tuy nhiên, trong nghiên cứu này vẫn còn hạn chế khi chưa làm được các kiểm tra sản phẩm cuối cùng của Acetaminophen khi bị phân hủy và chạy mô hình ở các tải trọng cao hơn. Nhóm nghiên cứu sẽ tiếp tục thực hiện các bước thí nghiệm tiếp
theo để đưa ra được dẫn chứng về tiềm
năng của MBR và Swim-bed.
TÀI LIỆU THAM KHẢO
D. SERRANO (2011). Removal of persistent pharmaceutical micropollutants from sewage by addition of PAC in a sequential membrane bioreactor. Water Research 5323–5333.
G. MASCOLO, L. BALEST, G. LAESA (2010). Biodegrability of pharmaceutical industrial wastewater and formation of recalicitrant organic compounds during aerobic biological treatmen, Bioresoure Technology, 2585-2591.
KATSUKI KIMURA , HIROE HARA, AND YOSHIMASA WATANABE (2007).
Elimination of Selected Acidic Pharmaceuticals from Municipal Wastewater by an Activated Sludge System and Membrane Bioreactors. Enviromental Science & Technology 3708-3714.
KIMURA KATSUKI, HIROE HARA, YOSHIMASA WATANABE (11/2004). Removal of pharmaceutical compounds by submerged membrane bioreactors (MBRs). Water Research 135-140.
SANG D. KIM (2005). Occurrence and removal of pharmaceuticals and endocrine disruptors in South Korean surface, drinking, and waste waters. Water Research 1013-1021.
JELENA RADJENOVIC, MIRA PETROVIC, DAMIA BARCELO (2006). Analysis of pharmaceuticals in wastewater and removal using a membrane bioreactor.