CHƯƠNG 3. KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN
3.5. Ảnh hưởng của các điều kiện vận hành mô hình hệ thống đến hiệu quả xử lý
3.6.1. Khả năng xử lý nước thải chăn nuôi lợn của mô hình hệ thống sinh học kết hợp lọc màng
Nồng độ các thông số ô nhiễm trong nước thải chăn nuôi thay đổi liên tục trong ngày, trong tháng do ảnh hưởng từ nhiều yếu tố như cách rửa chuồng, điều kiện ăn uống của đàn lợn, thời tiết … Sự thay đổi tải lượng cũng như nồng độ ô nhiễm của các chất gây ảnh hưởng rất lớn đến hiệu quả xử lý của các hệ thống XLNT.
Giá trị pH
Hiệu quả hoạt động của các vi sinh vật trong các bể xử lý sinh học phụ thuộc rất nhiều vào giá trị pH, bởi vậy việc theo dõi giá trị pH trong các bể vi sinh là điều không thể thiếu, qua đó có thể đánh giá được hiệu quả xử lý bằng VSV.
Sự thay đổi giá trị pH qua các bể xử lý thể hiện trên Hình 3.18176.
Hình 3.18176. Sự thay đổi pH trong các bể xử lý theo thời gian
Qua số liệu kết quả thể hiện trên đồ thị Hình 3.18 176 nhận thấy, giá trị pH đầu vào dao động trong khoảng 7,2 – 7,6. Trong bể yếm khí, pH ít thay đổi so với đầu vào, dao động từ 7,3 – 7,5. Khi sang bể thiếu khí, pH trong bể thiếu khí tăng lên, dao động trong khoảng 7,9 – 8,1. Và pH trong bể đầu ra, tiếp tục tăng và dao động khoảng 8,1 – 8,5.
108
Trong bể yếm khí, ở giai đoạn axit hóa, pH môi trường bị giảm do sự hình thành axit béo dễ bay hơi và các hợp chất trung gian có tính axit. Đồng thời, quá trình khử sulfate thành sulfua cũng như quá trình hình thành các muối cacbonat và muối bicacbonat cao, nó làm cho độ kiềm trong nước thải đầu vào tăng, làm tăng khả năng đệm nên pH trong bể không thay đổi nhiều so với đầu vào.
Qua bể thiếu khí, quá trình khử nitrat sinh ra độ kiềm, đồng nghĩa với làm tăng độ kiềm trong nước thải, do đó pH trong bể có xu hướng tăng lên, dao động trong khoảng 7,9 – 8,1. Khoảng pH này là khoảng pH tối ưu cho quá trình khử nitrat. Ngoài khoảng pH 7 – 9, tốc độ khử nitrat giảm mạnh.
Trong bể hiếu khí, quá trình nitrat hóa diễn ra và sinh ra H+ theo phương trình phản ứng:
NH4+ + 2O2 → NO3- +2H+ + H2O (3.65) Bên cạnh quá trình nitrat hóa còn diễn ra quá quá trình tạo sinh khối, nó cũng xảy ra đồng thời với quá trình nitrat hóa theo phương trình:
22NH4+ + 37O2 + HCO3- + 4CO2 → C5H7O2N + 21NO3- + 20H2O + 42H+ (3.76)
Từ phương trình (3.7) thấy rằng tính kiềm sẽ giảm dần trong suốt quá trình nitrat hóa và do đó làm pH suy giảm ở đầu ra. Theo lý thuyết, cứ 1 mg NH4+
được chuyển hóa tiêu thụ khoảng 7,14 mg kiềm (tính theo CaCO3). Mặt khác, trong quá trình khử nitrat ở bể thiếu khí lại sinh ra kiềm. Cứ 1 mg NO3- được chuyển hóa lại sinh ra khoảng 3 - 4 mg kiềm. Do đó, độ kiềm bị thiếu hụt, nên cần phải bổ sung kiềm trong quá trình xử lý. Tuy nhiên, thực tế cho thấy pH đầu ra bể hiếu khí tăng lên và dao động trong khoảng 8,2 - 8,5. Điều này có thể do quá trình sục khí đã đẩy CO2 thoát ra ngoài, làm giảm tính axit, dẫn đến tăng pH.
Ngoài ra cũng có thể do độ kiềm trong nước thải dư thừa nên quá trình ôxy hóa amoni không làm sụt giảm pH.
Hiệu quả xử lý COD
Kết quả sự thay đổi COD trong các giai đoạn xử lý được thể hiện trên Hình 3.19187.
Hình 3.19187. Sự thay đổi COD qua các bể theo thời gian
Qua số liệu kết quả thể hiện trên Hình 3.19 187 nhận thấy, nước thải chăn nuôi lợn trong nghiên cứu có giá trị COD dao động từ 2900 – 5100 mgO2/L. Sau khi được xử lý qua các bể, COD có xu hướng giảm dần. Giá trị COD ở đầu ra chỉ còn khoảng 40 – 82 mgO2/L, tương ứng hiệu suất xử lý COD của hệ đạt 97,5 – 98,3%.
Nước thải chăn nuôi lợn có giá trị COD từ 2900 – 5100 mgO2/L, sau khi đi qua bể xử lý yếm khí giá trị COD giảm còn 1250 – 2210 mgO2/L. Như vậy, hiệu quả xử lý COD của bể yếm khí đạt 49,3 – 63,2%. Điều này có thể được giải thích: việc loại bỏ các hợp chất hữu cơ trong điều kiện yếm khí một phần là các chất hữu cơ hòa tan được chuyển hóa thành khí metan CH4 và CO2 theo phương trình phản ứng (3.87) và (3.98):
(CH2O)n CH4+ H2O (3.87) (CH2O)n + SO42- H2S + CO2+ H2O (3.9)8) Qua đó loại bỏ được một phần của COD và một phần của các hợp chất hữu cơ. Mặt khác, các hợp chất hữu cơ này thông qua quá trình lên men, nó cũng có thể tạo thành các chất hữu cơ mạch ngắn, qua đó quá trình chuyển hóa thành CO2
và CH4 dễ dàng hơn, nó làm cho nồng độ COD trong nước giảm.
110
Tại bể thiếu khí: Dòng vào bể thiếu khí bao gồm 2 dòng: dòng sang từ bể yếm khí với lưu lượng Q và dòng tuần hoàn từ bể hiếu khíđệm về với lưu lượng 3Q (COD sau bể hiếu khí rất thấp). Do đó, nồng độ COD đầu vào bể thiếu khí đã bị pha loãng, giá trị COD đầu vào bể thiếu khí chỉ còn khoảng 500 – 800 mgO2/L. Trong bể thiếu khí các hợp chất hữu cơ mạch ngắn được VSV sử dụng để tạo sinh khối và tham gia phản ứng khử nitrat. COD đầu ra bể thiếu khí chỉ còn khoảng 350 – 500 mgO2/L, tương ứng hiệu suất khử COD đạt 30 - 37,5 %.
Tại bể hiếu khí: Dòng vào bể hiếu khí bao gồm 2 dòng: dòng sang từ bể thiếu khí với lưu lượng 4Q và dòng tuần hoàn từ bể đầu rađệm về bể hiếu khí về với lưu lượng (240 - 4Q). Do đó, giá trị COD đầu vào bể hiếu khí dao động khoảng 300 – 400 mgO2/L. Sau khi qua bể xử lý hiếu khí thì COD đầu ra còn 40 – 82 mgO2/L, tương ứng với hiệu suất xử lý COD của bể hiếu khí là 80,4 - 82,67
%. Điều này có thể được giải thích như sau: trong bể hiếu khí với việc bổ sung thêm oxy không khí đã xảy ra quá trình oxy hóa các hợp chất hữu cơ để tạo thành CO2. Mặt khác, khi sử dụng màng lọc PVDF, không những có một lượng chất rắn bám dính trên màng mà còn hình thành màng sinh học bao quanh màng PVDF, một mặt nó đóng vai trò làm vật liệu hấp phụ, hấp phụ một phần các hợp chất hữu cơ hòa tan, mặt khác màng sinh học có kích thước lỗ màng nhỏ, chỉ cho các phân tử hoặc ion có kích thước nhỏ hơn đi qua. Bởi vậy, một lượng lớn các hợp chất hữu cơ hòa tan không thể đi qua màng này, qua đó hiệu quả xử lý tăng lên rõ rệt so với các bể khác trong hệ thống. Điều này cho thấy tính hiệu quả cao của việc sử dụng màng lọc.
So sánh hiệu suất xử lý COD trong nghiên cứu với hệ sinh học kết hợp lọc dòng bùn ngược (USBF) của Trương Thanh Cảnh (2010), nhận thấy tương đương nhau (97%). Tuy nhiên, nước thải chăn nuôi lợn được sử dụng trong nghiên cứu của Trương Thanh Cảnh (2010) có đặc điểm COD đầu vào không cao, trung bình chỉ khoảng 2000 – 3000 mgO2/L, trong khi nước thải dùng trong luận án có giá trị COD dao động từ 3000 – 5000 mgO2/L, cao hơn rất nhiều. Đối
với nước thải chăn nuôi, hiệu quả xử lý COD trên là rất cao. Như vậy có thể thấy được khả năng xử lý COD rất tốt của hệ trong nghiên cứu đạt được.
Trong nghiên cứu của nhóm tác giả Shin (2005), khi sử dụng bể yếm khí kết hợp với MBR, hiệu suất loại bỏ COD qua bể yếm khí đạt 73%, và hiệu suất cả hệ đạt 91% (thời gian lưu thủy lực dài hơn (5,2 – 7,8 ngày)). Bể yếm khí đóng một vai trò quan trọng trong việc làm giảm nồng độ các chất ô nhiễm và ổn định đầu vào cho các quá trình tiếp theo. Mặc dù có thời gian lưu nước dài (5,2 – 7,8 ngày), dài hơn so với thời gian lưu nước trong nghiên cứu nhưng kết quả xử lý COD vẫn thấp hơn (COD đầu ra vẫn còn rất cao, khoảng 150 – 300 mgO2/L).
So sánh với hệ MBR của nhóm nghiên cứu Nolwenn (2007), sử dụng màng tấm phẳng kớch thước lỗ 0,4àm được bố trớ bờn ngoài bể sinh học, với COD đầu vào dao động khoảng 1401 – 6445 mgO2/L, vận hành với thời gian lưu HRT 4,5 ngày, dài hơn so với HRT trong nghiên cứu, tuy nhiên, hiệu suất xử lý COD của hệ chỉ đạt được khoảng 65 – 93% , thấp hơn so với kết quả trong nghiên cứu.
So sánh với kết quả vận hành hệ MBR trong nghiên cứu của Kornboonraksa và Lee (2009) thấy rằng, với nước thải chăn nuôi không được tiền xử lý bằng keo tụ, COD đầu vào khoảng 4685 - 5390 mgO2/L thì hiệu suất xử lý của hệ chỉ đạt 87,1 – 99,7%, thấp hơn so với kết quả trong nghiên cứu đạt được. Khi nước thải được tiền xử lý bằng keo tụ, giá trị COD đầu vào giảm xuống chỉ còn khoảng 907 – 1541 mgO2/L, thì hiệu suất xử lý COD của hệ lúc này đạt được là 97,0 - 99,9%. Kết quả này cho thấy hệ MBR nếu đứng riêng một mình không thể duy trì ổn định hiệu suất xử lý COD khi tải trọng đầu vào thay đổi và thấp hơn so với kết quả nghiên cứu đạt được. Như vậy, với việc bố trí hợp lý các bể như trong nghiên cứu, hiệu quả xử lý COD của hệ thống đạt được tương đương mà không cần phải thực hiện quá trình tiền xử lý bằng keo tụ, tiết kiệm chi phí vận hành hệ thống.
So với hệ thiếu khí – hiếu khí (AO) kết hợp màng lọc PVDF kích thước lỗ 0,4 àm trong nghiờn cứu của nhúm Kim (2008) thấy rằng, với nước thải chăn nuôi lợn có COD đầu vào khoảng 6123 – 7256 mgO2/L, mặc dù được tăng cường
112
thêm bể nitrat hóa lắp nối tiếp bể hiếu khí, nhưng hiệu suất xử lý COD chỉ đạt 91,37 – 95,35%, tương ứng đầu ra 203 – 531 mgO2/L, thấp hơn so với kết quả nghiên cứu mặc dù thời gian lưu là 5,04 ngày, dài hơn so với thời gian lưu trong hệ thống nghiên cứu.
Qua đây có thể thấy việc bố trí các bể sinh học và vận hành mô hình hệ thống với các điều kiện đã lựa chọn đạt được hiệu quả xử lý COD rất cao trong khoảng thời gian lưu nước toàn hệ thống rất ngắnchỉ khoảng 1,524 ngày. Với kết quả COD đạt được này đã đáp ứng tiêu chuẩn xả thải loại B theo QCVN 01- 79:2011/BNNPTNT và loại A theo QCVN 62-MT:2016/BTNMT.
Hiệu quả xử lý amoni
Ôxy hóa amoni với tác nhân ôxy hóa là ôxy phân tử được hai loại VSV Nitrosomonas và Nitrobacter thực hiện kế tiếp nhau:
NH4+ + 1,5 O2 → NO2- + 2 H+ + H2O (3.109)
NO2- + 0,5 O2 → NO3- (3.1110) Phương trình tổng hợp: NH4+ + 2 O2 → NO3- + 2 H+ + H2O (3.1211)
Sự thay đổi NH4+-N qua các bể được thể hiện trên Hình 3.2018.
Qua số liệu thể hiện trên đồ thị Hình 3.20 198 nhận thấy, quá trình nitrat hóa diễn ra gần như hoàn toàn, hiệu suất xử lý amoni của hệ đạt trên 99,9%, tương ứng amoni đầu ra chỉ còn 0,03 – 1,3 mg/L và duy trì ở mức ổn định.
Trong đó, sự thay đổi amoni khi qua các bể xử lý sinh học như sau:
Trong bể yếm khí, các vi khuẩn yếm khí sẽ phân giải các thành phần hữu cơ chứa nitơ (chủ yếu là protein) bởi quá trình thủy phân và tạo ra axit amin, và tiếp tục chuyển thành dạng NH4+-N. Các VSV cũng hấp thụ một phần amoni để tổng hợp tế bào nhưng với lượng không đáng kể. Do đó, nhìn chung trong cả quá trình amoni có xu hướng tăng lên. Amoni trong nước thải đầu vào dao động khoảng
125,5 - 375 mg/L. Sau khi qua bể yếm khí, nồng độ amoni tăng nhẹ 127 – 337,5 mg/L.
Hình 3.20198. Sự thay đổi NH4+ -N qua các bể theo thời gian
Trong bể thiếu khí: amoni có xu hướng giảm. Nguyên nhân là do lúc này bể thiếu khí có 2 dòng vào gồm 1 dòng từ bể yếm khí chảy sang và 1 dòng tuần hoàn từ đầu ra bể hiếu khí về. Với tỷ lệ tuần hoàn 300%, lượng amoni trong bể chỉ bằng khoảng 1/3 so với đầu vào (do tổng lưu lượng dòng vào bể thiếu khí là 4Q, trong đó có 3Q tuần hoàn chứa rất ít NH4+ do quá trình nitrat hóa xảy ra gần như hoàn toàn nên chuyển hầu hết sang NO3- - N, và 1Q từ bể yếm khí sang).
Trong bể thiếu khí tồn tại một lượng nhỏ oxy ôxy hòa tan từ bể hiếu khí chuyển qua bể thiếu khí từ đường tuần hoàn, nên xảy ra phản ứng oxy ôxy hóa amoni chuyển sang nitrat. Ngoài ra, trong bể có sử dụng giá thể vi sinh nên làm tăng được mật độ sinh khối nên chất dinh dưỡng qua đây được hấp thụ một lượng lớn để xây dựng tế bào. Amoni đầu vào bể thiếu khí chỉ còn khoảng 41,1 – 108,4 mg/L. Sau khi qua bể thiếu khí amoni giảm xuống chỉ còn 15,2 – 48,5 mg/L.
Tiếp đến, trong bể hiếu khí, quá trình nitrat hóa diễn ra mạnh mẽ, amoni chuyển sang dạng NO3- và NO2- với hiệu suất cao, trên 99,9% mặc dù chỉ với thời gian lưu nước rất ngắn. Nguyên nhân là do trong bể hiếu khí có hàm lượng BHT rất lớn (khoảng 9000 mg/L) và thời gian lưu bùn dài (30 – 50 ngày) nên làm tăng
114
số lượng vi khuẩn Nitrosomonas và Nitrobacter, làm tăng khả năng chuyển hóa amoni.
Xét tỷ số NH4+ - N/MLSS, kết quả thể hiện trên Hình 3.212019.
Hình 3.212019. Diễn biến tỷ số NH4+ - N/MLSS theo thời gian
Quá trình oxy ôxy hóa amoni phụ thuộc trực tiếp vào mật độ của chủng vi sinh Nitrifier và nồng độ oxy ôxy hòa tan trong nước. Mức độ sinh trưởng và phát triển của chủng loại vi sinh Nitrifier (oxy ôxy hóa amoni) thấp nên mật độ phân tán của chúng trong nước cũng thấp, hiệu quả oxy ôxy hóa amoni không cao. Do đó, khi tỷ lệ NH4+ - N/MLSS càng thấp có nghĩa là rút ngắn được thời gian oxy ôxy hóa amoni và quá trình oxy ôxy hóa amoni có thể diễn ra hoàn toàn (Shin và ncs, 2005). Qua kết quả thể hiện trên đồ thị Hình 3.20 19 nhận thấy, trong bể hiếu khí, tỷ số NH4+ - N/MLSS nằm trong khoảng 0,0016 – 0,0053. Tỷ số này duy trì ở mức rất thấp, nên quá trình nitrat hóa diễn ra thuận lợi và hoàn toàn.
Amoni đầu ra sau lọc màng của hệ sinh học kết hợp lọc màng đạt giá trị 0,03 – 1,3 mg/L (< 10 mg/L), đáp ứng tiêu chuẩn xả thải loại B theo QCVN 01- 79 :2011/BNNPTNT.
So với nghiên cứu XLNT chăn nuôi sử dụng hệ MBR của Kornboonraksa (2009), với amoni đầu vào chỉ khoảng 154 mg/L, hiệu suất xử lý amoni chỉ đạt
93,2%. Khi amoni đầu vào tăng lên 248 mg/L, hiệu suất xử lý amoni đã giảm đi rõ rệt, chỉ đạt 69,5%. Kết quả này cho thấy hệ MBR trong nghiên cứu của Kornboonraksa (2009) không duy trì ổn định hiệu suất xử lý khi tải trọng đầu vào thay đổi và thấp hơn so với kết quả nghiên cứu đạt được rất nhiều.
So sánh kết quả nghiên cứu với nghiên cứu của nhóm Kim (2008), khi sử dụng nguồn nước thải chăn nuôi có nồng độ amoni đầu vào rất cao, khoảng 2110 – 2650 mg/L. Mặc dù amoni đầu vào rất lớn nhưng với việc bố trí bể hiếu khí chứa một lượng sinh khối lớn 7900 – 8500 mg/L, bên cạnh đó, tăng cường thêm một bể nitrat hóa với MLSS khoảng 4500 mg/L, cho nên hiệu suất xử lý amoni vẫn đạt được rất cao 97 – 98%, tương ứng đầu ra 36 – 85 mg/L. Điều này có thể giải thích được là do sử dụng lượng sinh khối lớn và thời gian sục khí được kéo dài bằng cách tăng cường thêm bể nitrat hóa nên làm tăng khả năng chuyển hóa amoni. Hiệu suất xử lý amoni của hệ gần tương đương với trong nghiên cứu. Tuy nhiên, nồng độ amoni đầu ra của hệ vẫn cao hơn so với trong nghiên cứu và chưa đạt tiêu chuẩn xả thải.
Nghiên cứu của Shin (2005) trên hệ kỵ khí lọc dòng bùn ngược (AUBF) kết hợp hệ MBR, hiệu suất xử lý amoni đạt trên 98%, tương ứng đầu ra dưới 10 mg/L. Trong nghiên cứu trên hệ MBR của Yang và Cicek (2008), hiệu suất xử lý amoni đã được cải thiện, đạt 99,9%, tương ứng đầu ra dưới 5 mg/L. Tuy nhiên, kết quả nồng độ amoni đầu ra của 2 hệ trên vẫn cao hơn so với kết quả nghiên cứu đạt được (< 1 mg/L).
Trong quá trình nitrat hóa, giá trị pH và tính ổn định của pH có ý nghĩa quan trọng đối với hiệu quả xử lý amoni. Thật vậy, trong nghiên cứu của nhóm Kim (2008), cho thấy, pH trong khoảng 7,5 – 8,5, hiệu suất chuyển hóa NH4+
sang NO3- là cao nhất. Trong khi đó, pH > 9,3 và pH < 7, hiệu suất này giảm rõ rệt (Kim và ncs, 2008). Trong nghiên cứu của Yang và Cicek (2008) cũng chỉ ra rằng, khi pH trong bể sục khí giảm xuống 6,2, hiệu suất loại bỏ NH4+ giảm xuống còn 52,9%. Khi bổ sung độ kiềm, kiểm soát lại pH trong khoảng 7,3 – 7,6, hiệu suất loại bỏ NH4+ đã tăng trở lại và đạt 99,9%.
Phương trình ôxy hóa amoni thành nitrat:
116
1,02 NH4+ + 1,89 O2 + 2,02 HCO3- →
0,021 C5H7O2N+1,06 H2O + 1,92 H2CO3 + 1,00 NO3- (3.1312)
Trong phương trình trên có thể thấy rằng quá trình nitrat hóa tiêu tốn độ kiềm với lượng gấp đôi lượng amoni được chuyển hóa. Do đó, với lượng amoni đầu vào quá lớn có thể gây thiếu hụt độ kiềm và làm giảm hiệu suất của quá trình nitrat hóa. Do đó, để quá trình nitrat hóa diễn ra với hiệu suất cao cần duy trì pH
> 7,5.
Hiệu quả xử lý nitrat, nitrit
Nitrat và nitrit trong nước thải đầu vào hầu như không có. Nó là sản phẩm trung gian của quá trình chuyển hóa amoni.
NH4+ + 1,5 O2 → NO2- + 2 H+ + H2O (3.1413) NO2- + 0,5 O2 → NO3- (3.1514)
Nồng độ NO3- -N, NO2- -N đầu ra phụ thuộc vào hiệu suất của quá trình nitrat hóa và tỷ lệ dòng tuần hoàn. Sự thay đổi nồng độ NO3- -N, NO2- -N theo thời gian được thể hiện trên Hình 3.22210.
Hình 3.22210. Sự thay đổi NOx--N đầu ra theo thời gian
Quá trình nitrat hóa xảy ra gần như hoàn toàn (hiệu suất trên 99%), toàn bộ NH4+ trong nước thải chăn nuôi đã được chuyển hóa sang NO3- -N, NO2- -N.