Phương pháp xử lý số liệu

CHƯƠNG 4

KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 4.1 Kết quả tạo màng biofilm cho vật liệu thí nghiệm

Dựa trên kết quả của những nghiên cứu trước đây và cải tiến kỹ thuật để tạo các khối vật liệu. Các khối bê tông sau khi đã định hình và lấy ra khỏi khuôn với các đặc điểm như: kích thước của khối bê tông là 10×10×10 cm, bề mặt nhám, có độ rỗng cao làm tăng diện tích bề mặt của khối vật liệu.

Theo kết quả nghiên cứu của Lê Anh Kha và Masazuki (2003), đã xác định được một số thuộc tính của khối bê tông như sau:

 Kích thước (cm): 10×10×10  Kích thước đá: 4×6

 Mật độ lỗ: 30%

 Chỉ số nén (kg/cm3): 20  Hệ số thấm (cm/sec): 3.5

Khi chưa ngâm các khối vật liệu vào dòng nước thải để tạo màng biofilm thì các khối vật liệu có bề mặt nhám, các viên đá được sắp xếp chồng lên nhau, có màu trắng và màu xanh.

Các khối bê tông sau khi ngâm trong bể chứa nước thải sau khoảng thời gian từ 30 – 45 ngày thì các khối bê tông được bao phủ bởi một lớp màng làm thay đổi màu sắc khối vật liệu (từ trắng và xanh chuyển sang màu nâu đen), bề mặt khối vật liệu có độ nhớt và không nhìn rõ được sự sắp xếp của các viên đá.

Hình 4.1: Khối bê tông không có màng biofilm

Hình 4.2: Khối bê tông sau khi tạo màng biofilm

Đặc điểm của các khối bê tông là sử dụng những nguyên liệu rẻ tiền, dễ tìm, thông dụng trong xây dựng, có độ xốp và độ rỗng cao giúp tăng diện tích bề mặt tiếp xúc, bề mặt của vật liệu có độ nhám cao thích hợp làm giá thể cho vi sinh vật.

Tuy nhiên, khi sử dụng các khối vật liệu này cũng có một số hạn chế như: khối lượng khối vật liệu khá nặng, chiếm nhiều diện tích, phải kiểm soát lớp màng vi sinh vật vì khi màng quá dày sẽ làm giảm hiệu quả xử lý của vật liệu và cần có biện pháp hoàn nguyên hoặc xử lý vật liệu sau khi sử dụng.

4.2 Kết quả thí nghiệm với dung dịch nước thải pha từ hóa chất có nồng độ tương đương với nước thải nhà máy chế biến thủy sản tương đương với nước thải nhà máy chế biến thủy sản

4.2.1 Nhiệt độ

Kết quả nghiên cứu cho thấy, trong suốt quá trình thí nghiệm nhiệt độ dao động từ 28.5 – 29.5oC, gần với nhiệt độ ngoài môi trường và không có sự khác biệt giữa các vị trí thu mẫu. Trong đó, vị trí đầu ra nghiệm thức 2 có giá trị cao nhất dao động trong khoảng 29 – 29.5oC, tiếp theo là ở đầu ra nghiệm thức 1 và đầu vào tại bể cấp dao động trong khoảng 28.5 – 29oC, thấp nhất là đầu vào có bổ sung cacbon và đầu vào không bổ sung cacbon đạt 28 – 28.5oC.

Hình 4.3: Sự biến động nhiệt độ (oC) giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất.

Ghi chú: BC: đầu vào tại bể cấp; ĐVKC: đầu vào không bổ sung cacbon; ĐVCC: đầu vào sau khi bổ sung cacbon; ĐR1: đầu ra nghiệm thức 1; ĐR2: đầu ra nghiệm thức 2.

0 5 10 15 20 25 30 35 BC ĐVKC ĐVCC ĐR1 ĐR2 Nhiệt độ ( oC) Vị trí thu mẫu

Sự chênh lệch nhiệt độ tại các vị trí thu mẫu là do ảnh hưởng của điều kiện ngoại cảnh, thời tiết. Vị trí đầu ra nghiệm thức 2 đạt giá trị cao nhất là do bể chứa nước đầu ra không được che kín, có ánh sáng mặt trời chiếu vào làm nhiệt độ tăng cao hơn các vị trí khác. Nhiệt độ ở bể cấp cao hơn các vị trí đầu vào có cấp cacbon và đầu vào không cấp cacbon là do bể cấp được đậy kín làm giảm sự thoát nhiệt ra bên ngoài môi trường.

Theo Huỳnh Thị Ngọc Lưu và Nguyễn Thị Thu Vân (2007), quá trình khử nitrate hóa có thể xãy ra trong khoảng nhiệt độ rất rộng từ 0oC – 50oC trong đó khoảng tối ưu là 30oC – 35oC.

Theo nghiên cứu của Phan Văn Tiến (2010), nhiệt độ dao động trong khoảng từ 26 – 31oC phù hợp cho sự phát triển của vi sinh vật khử nitrate.

Theo nghiên cứu của Đoàn Thị Thúy Oanh (2005),nhiệt độ tại các điểm thu mẫu ít dao động (từ 27.0 – 27.50C) và gần với nhiệt độ ngoài môi trường thích hợp cho vi sinh vật hoạt động và phát triển tốt.

Nhìn chung, kết quả thu nhận được là tương đồng với các nghiên cứu đã thực hiện trước đây, phù hợp cho vi sinh vật hoạt động và phát triển.

4.3.2 pH

Hình 4.4: Sự biến động pH giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất.

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 BC ĐVKC ĐVCC ĐR1 ĐR2 pH Vị trí thu mẫu

Qua biểu đồ thể hiện sự biến động pH giữa các điểm thu mẫu cho thấy pH dao động trong khoảng từ 6.84 – 7.63. Các giá trị pH không có sự khác biệt (p>0.05) tại các vị trí bể cấp đạt 7.57 – 7.69, đầu vào có bổ sung cacbon đạt 7.56 – 7.60, đầu vào không bổ sung cacbon đạt 7.57 – 7.65, đầu ra nghiệm thức 1 đạt 7.60. Riêng vị trí đầu ra nghiệm thức 2 pH giảm và đạt giá trị thấp nhất 6.79 – 6.87.

Sự khác biệt tại vị trí đầu ra nghiệm thức 2 là do lượng cacbon cung cấp vào hệ thống được đốt cháy bởi oxy trong nước để cung cấp năng lượng cho vi sinh vật hoạt động. Nitrate là chất nhận điện tử để trở thành dạng N2 thoát ra khỏi hệ thống, lượng đường bổ sung từ bên ngoài là chất cho điện tử. Saccarozo được phân cắt thành các phân tử đường đơn dạng glucose và fructose. Trong điều kiện thiếu khí xảy ra sự lên men lactic tạo thành axit lactic và axit axetic làm cho pH đầu ra giảm mạnh.

Theo Trần Cẩm Vân (2002), quá trình phân giải glucoza thành axit lactic được gọi là quá trình lên men lactic. Có 2 loại lên men lactic đồng hình và dị hình.

Sự lên men lactic đồng hình glucoza bị phân hủy theo con đường Embden – Mayerhof tạo thành axit pyruvic, axit pyruvic khử thành axit lactic:

Quá trình lên men lactic đồng hình được thức hiện bởi nhóm vi khuẩn Lactobacterium và Streptococcus.

C6H12O6

glucoza

2CH3COOH Axit pyruvic

2CH3CHOHCOOH Axit lactic NAD.H

NAD+

Oxy hóa hô hấp Pyruvat

Glucose Glycosis (giải phóng ra 2 ATP)

34 ATP Không O2

Ethyl alcohol + CO2

Axit lactic Lên men

Sự lên men lactic dị hình glucoza bị phân giải theo con đường pentozophotphat. Sản phẩm của quá trình lên men ngoài axit lactic còn có rượu etylic, axit axetic và glyxerin:

Theo Huỳnh Thị Ngọc Lưu và Nguyễn Thị Thu Vân (2007), pH tối ưu các vi khuẩn tham gia vào quá trình phản nitrate hóa thường nằm trong dãi pH từ 7 – 8.

Theo kết quả nghiên cứu của Đoàn Thị Thúy Oanh (2005), pH ở khoảng trung tính nghiêng về kiềm nhẹ dao động từ 7.0 - 8.3 và theo Phan Văn Tiến (2010) pH dao động từ 7.09 – 8.01 thích hợp cho vi sinh vật hoạt động.

Kết quả nghiên cứu cho thấy pH tại các vị trí thu mẫu ở khoảng trung tính thích hợp cho vi sinh vật khử nitrate hoạt động.

4.3.3 EC

Hình 4.5: Sự biến động độ dẫn điện (EC, µS/cm) giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất.

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 BC ĐVKC ĐVCC ĐR1 ĐR2 E C (µS/cm ) Vị trí thu mẫu C6H12O6

Axit lactic Axit axetic glyxerin

CH3CHOHCOOH + CH3COOH + CH2OHCHOHCH2OH +

Kết quả khảo sát cho thấy, EC đo được dao động trong khoảng 424 - 450 µS/cm. Giá trị EC đạt cao nhất tại bể cấp 447 – 450 µS/cm, tiếp theo là đầu vào không cấp cacbon 445 – 453 µS/cm, đầu vào có cấp cacbon 441 – 452 µS/cm, đầu ra nghiệm thức 1 là 443 – 445 µS/cm và thấp nhất là đầu ra nghiệm thức 2 là 421 – 428 µS/cm.

Theo Ngô Ngọc Hưng (2000), độ dẫn điện phản ánh nồng độ ion hoặc chất vô cơ hòa tan, các muối hòa tan trong dung dịch tồn tại ở dạng ion và làm cho dung dịch có khả năng dẫn điện, độ dẫn điện càng cao chứng tỏ nồng độ ion càng lớn.

Các vị trí thu mẫu tại bể cấp, đầu vào không bổ sung cacbon, đầu vào có bổ sung cacbon, đầu ra nghiệm thức 1 dao động không lớn và khác biệt không có ý nghĩa thống kê (p>0.05), chứng tỏ không có sự thay đổi lớn về nồng độ các ion qua các vị trí thu mẫu của hệ thống và không có sự chuyển biến ion từ dang này sang dạng khác.

Giá trị EC ở đầu ra nghiệm thức 2 giảm và khác biệt có ý nghĩa (p<0.05) so với các vị trí thu mẫu đầu vào và đầu ra nghiệm thức 1 chứng tỏ có sự chuyển biến ion từ dạng này sang dạng khác. Hệ thống sử dụng các khối bê tông có màng biofilm nên lượng ion NO3- đã được hệ vi sinh vật khử nitrate sử dụng cho quá trình hô hấp trả về N2 tự do thoát ra khỏi hệ thống làm giảm EC trong dung dịch nước thải đầu ra. Bên cạnh đó hệ thống được cung cấp thêm nguồn cacbon là đường saccarozo từ bên ngoài khi vào hệ thống được phân cắt thành các dạng ion dẫn điện trả lại lượng ion mất đi do quá trình khử nitrate nên EC trong nước thải đầu ra giảm khoảng 6%.

Theo kết quả nghiên cứu của Phan Văn Tiến (2010), EC đo dược trong khoảng 410 - 453µS/cm và dao động không đáng kể qua các vị trí thu mẫu đầu vào chứng tỏ không có sự thay đổi lớn về nồng độ các ion. Khi sử dụng vật liệu có màng biofilm và cung cấp cacbon từ bên ngoài thì EC đầu ra của hệ thống giảm so với đầu vào ( đầu vào 445µS/cm – đầu ra 431µS/cm) chứng tỏ có sự chuyển biến ion từ dạng này sang dạng khác.

Nhìn chung, kết quả của hệ thống thí nghiệm là tương đồng với kết quả của những nghiên cứu trước.

4.4.4 DO

Qua biểu đồ cho thấy DO dao động trong khoảng 0.51 – 7.3 mg/L, trong đó giá trị DO cao nhất ở đầu vào tại bể cấp của hệ thống đạt 7.36mg/L gần với ngưỡng bão hòa là do quá trình sục khí liên tục, tiếp theo là đầu vào không bổ sung cacbon 3.58mg/L, đầu vào có bổ sung cacbon 2.39mg/L, đầu ra nghiệm thức 1 là 2.37mg/L và thấp nhất ở đầu ra nghiệm thức 2 là 0.51mg/L.

Hình 4.6: Sự biến động oxy hòa tan (DO, mg/L) giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất.

Giá trị DO tại đầu vào có bổ sung cacbon và đầu vào không bổ sung cacbon giảm còn khoảng 2.39 – 3.58mg/L chứng tỏ tác dụng của bể giữ mực ngoài chức năng ổn định lượng nước đầu vào của hệ thống còn làm giảm lượng oxy hòa tan trong dung dịch nước thải trước khi đi vào hệ thống giúp cho điều kiện thí nghiệm xảy ra tốt hơn.

DO đầu vào có bổ sung cacbon thấp hơn DO đầu vào không bổ sung cacbon cho thấy lượng đường đã được oxy trong nước phân hủy để cung cấp năng lượng cho hoạt động của vi sinh vật và thời gian tiếp xúc chưa đủ đường sử dụng hết lượng oxy hòa tan trong dung dịch nên lượng oxy hòa tan trong nước đầu vào còn khà cao.

Đầu ra nghiệm thức 1 giá trị DO vẫn còn cao (2.61mg/L) do bể chứa vật liệu không có màng biofilm và không cung cấp nguồn cacbon từ bên ngoài nên lượng oxy hòa tan giảm không đáng kể giữa đầu vào và đầu ra.

Đầu ra nghiệm thức 2 DO giảm còn rất thấp (0.46 – 0.58mg/L) và khác biệt có ý nghĩa thống kê so với các vị trí khác (p<0.05) là do hệ thống được bổ sung lượng cacbon từ bên ngoài, khi hòa vào dung dịch đã được oxy trong nước phân hủy giúp làm giảm lượng oxy hòa tan trong nước và cung cấp năng lượng cho hoạt động

0 1 2 3 4 5 6 7 8 BC ĐVKC ĐVCC ĐR1 ĐR2 DO ( m g /L ) Vị trí thu mẫu

sống của vi sinh vật khử nitrate hóa, đồng thời tạo điều kiện thiếu khí thích hợp cho quá trình khử nitrate.

Theo Lương Đức Phẩm (2007), muốn loại được nitrate thì phải tạo điều kiện cho vi sinh vật khử nitrate hoạt động để khử nitrate thành nitơ phân tử bay vào không khí. Quan hệ với không khí là thiếu khí (thiếu oxy). Nồng độ oxy hòa tan là 1÷2mg/L không ảnh hưởng đến quá trình phản nitrate hóa trong hệ thống lọc sinh học nhưng trong hệ thống bùn hoạt tính thì nồng độ oxy hòa tan nên nhỏ hơn 0.3mg/L.

Theo Lê Hoàng Việt (2003), để quá trình khử nitrate hóa càng tiến về không thì nồng độ DO trong nước là 0 < DO ≤ 1 mg/L.

Một trong những điều kiện để phản ứng khử nitrate hóa xảy ra là điều kiện yếm khí hoặc thiếu oxy tự do (Trần Đức Hạ, 2002).

Theo kết quả nghiên cứu của Phan Văn Tiến (2010), nồng độ DO dao động trong khoảng 0.27 – 0.43mg/L phù hợp cho quá trình khử nitrate xả ra.

Nhìn chung, kết quả thu nhận được tại đầu ra nghiệm thức 2 có nồng độ DO rất thấp chứng tỏ đây là môi trường yếm khí rất phù hợp cho quá trình khử nitrate hóa xảy ra.

4.4.5 COD

Chỉ số COD để đặc trưng cho hàm lượng chất hữu cơ của nước thải và sự ô nhiễm của nước tự nhiên. COD thể hiện nhu cầu oxy cần thiết để oxy hóa toàn bộ các chất hữu cơ có trong mẫu nước thành CO2 và H2O (Đặng Kim Chi, 1996).

Qua biểu đồ cho thấy chỉ số COD đầu vào của hệ thống xử lý rất thấp 5.33 – 5.54 mg/L do dung dịch nước thải được pha bằng pepton, Na2HPO4.12H2O, NaNO3

và nước máy nên được kiểm soát ở nồng độ thấp.

Theo các nghiên cứu của Lê Anh Kha (2003) và Đoàn Ngọc Minh (2007), để quá trình khử nitrate xảy ra trong nước thải đạt hiệu suất cao thì cần bổ sung thêm nguồn cacbon từ bên ngoài hệ thống là methanol (CH3OH) hoặc glucose nhằm cung cấp năng lượng cho hoạt động của vi sinh vật.

Theo kết quả nghiên cứu của Phan Văn Tiến (2010), lượng đường saccarozo cần bổ sung cho quá trình phản nitrate hóa là 40mgC/L và theo Lê Thị Xuân Thị (2008) lượng methanol cần bổ sung là 30mgC/L khi đó quá trình khử nitrate hóa xảy ra đạt hiệu suất cao.

Vì vậy, hệ thống được cung cấp nguồn cacbon là đường saccarozo (C12H22O11) với nồng độ 40mg/L.

Do đó, điểm đầu vào khi có bổ sung cacbon thì chỉ số COD tăng rất cao khoảng 103.67 mg/L là do dung dịch nước thải pha bằng hóa chất được bổ sung lượng cacbon (đường saccarozo) từ bên ngoài.

Hình 4.7: Sự biến động của COD (mg/L) giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất.

COD ở đầu ra nghiệm thức 1 (4.27 – 5.63 mg/L) giảm rất ít so với đầu vào không bổ sung nguồn cacbon (5.27 – 5.69 mg/L) là do lượng COD đã bị phân hủy bởi lượng oxy hòa tan trong nước, và trong hệ thống vật liệu sử dụng không có màng biofilm nên lượng COD giảm không đáng kể.

Theo Lê Hoàng Việt (2003), quá trình phân hủy hiếu khí trong nước thải được chia thành nhiều giai đoạn và được biểu thị bằng các phản ứng:

Các hợp chất Hydratcacbon bị phân hủy hiếu khí chủ yếu theo phương trình:

Các công trình nghiên cứu có liên quan

Phương pháp bố trí thí nghiệm