Đường chuẩn Nitrate:
Mẫu 1 2 3 4 5 Nồngđộ C (mg/L) 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 A 0,009 0,121 0,248 0,320 0,454 Kết quả
Mẫu Đầu vào 1h 2h 3h 4h
y = 0.9127x + 0.0897 R² = 0.9939 0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 A Nồng độ nitrat (mg/L)
33 Pha loãng 0 0 0 0 0 Độ hấp thu 0.340 0.324 0.258 0.403 0.403 Nồng độ (mg/L) 0.274 0.257 0.184 0.343 0.343 Nhận xét
Nồng độ Nitrate đầu vào là 0.274 (mg/l), sau 2h trong bể diễn ra quá trình khử nitrate nên nồng độ giảm còn 0.184 mg/l.Giờ thứ 3, trong bể diễn ra quá trình nitrate hóa làm nồng độ nitrate tăng lên từ 0.184-0.343, và đến giờ thứ 4 nồng độ này vẫn không thay đổi. Điều đó cho thây sau 4h hoạt động, khả năng xử lí của vi sinh vật giảm và đang ở mức bão hòa. 2.2.4. Hiệu quả xử lý Nitrit:
Đường chuẩn nitrit Nồng độ nitrit (mg/L) 0.02 0.04 0.08 0.12 0.16 0.2 Độ hấp thu A 0.049 0.109 0.23 0.359 0.459 0.582 0 0.05 0.1 0.15 0.2 0.25 0.3 0.35 0.4 0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 4 4.5
ĐỒ THỊ BIỂU DIỄN NỒNG ĐỘ NITRATE THEO THỜI GIAN
34
Kết quả
Mẫu Đầu vào 1h 2h 3h 4h
Pha loãng 0 10 10 2.5 2.5 Độ hấp thu A 0.000 0.054 0.073 0.165 0.161 Nồng độ C (mg/L) 0 0.207 0.272 0.146 0.142 y = 2.9548x - 0.0073 R² = 0.9991 0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 0.7 0 0.05 0.1 0.15 0.2 0.25 A Nồng độ (mg/L)
ĐỒ THỊ ĐƯỜNG CHUẨN NITRIT
0 0.05 0.1 0.15 0.2 0.25 0.3 0 1 2 3 4 5
ĐỒ THỊ BIỂU DIỄN NỒNG ĐỘ NITRIT THEO THỜI GIAN
35
Nhận xét:
Nồng độ nitrite đầu vào bằng 0 do ban đầu trong nước thải N tồn tại ở 2 dạng là nitrate và amoni. Sau 2h xử lí, trong bể diễn ra quá trình khử ntrate và chuyển hóa amon tạo nitrite. Do đó kết quả nồng độ nitrite tăng từ 0-0.272 mg/l.Từ giờ xử lí thứ 3, trong bể diễn ra quá trình nitrate hóa nên nồng độ nitrate giảm xuống còn 0.146 và giờ thứ 4 là 0.142.Sau 4h hoạt động, có thể thấy khả năng xử lí của vi sinh vật giảm xuống.
2.2.5. Hiệu quả xử lí Amonia (N-NH4+)
= − × × 14.0067 × 1000
V1: thể tích dung dịch HCl dùng để chuẩn độ mẫu, mL.
V2: thể tích dung dịch HCl dùng để chuẩn độ mẫu trắng, mL, V2 = 0,1 mL.
Vo :thể tích mẫu đem đi phân tích, mL.
NHCl: nồngđộ HCl chuẩn độ = 0,019 N
14,0067: nguyên tử lượngcủa nitơ.
STT Mẫu Vmẫu(mL) VHCl (mL) Nồng độ N-NH4(mg/L) H (%) 1 Đầu vào 25 2.3 23.42 0 2 Đầu ra1h 25 0.10 0 100 3 Đầu ra 2h 25 0.10 0 100 4 Đầu ra 3h 25 0.15 0.53 97.72 5 Đầu ra 4h 25 0.25 1.60 93.18
36 Nhận xét:
Hiệu suất xử lí amonia giảm theo thời gian do trong bể diễn ra quá trình amon hóa. Hiệu suất xử lí giảm dần do sự sinh trưởng theo pha của vi sinh vật.
2.3. KẾT LUẬN
Bảng tóm tắt hiệu quả xử lí của mô hình
Chỉ tiêu Đầu vào Đầu ra
COD 450 225
T-P 5.608 1.605
nitrate 0.274 0.343
nitrite 0 0.142
amonia 23.42 1.60
Kết quả cho thấy mô hình có khả năng xử lí các chỉ tiêu COD (50%), T-P(71.38%), amonia (93.1%). Do mô hình diễn ra quá trình sinh học hiếu khí nên nồng độ nitrite và nitrate tăng theo thời gian do phản ứng nitrate hóa và chuyển hóa amon. Mô hình thích hợp xử lí nước thải bị nhiễm amonia cao.
0 5 10 15 20 25 0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 4 4.5 N ồ n g đ ộ ( m g/ L) Thời gian (h) ĐỒ THỊ BIỂU DIỄN NỒNG ĐỘ N-NH4 THEO THỜI GIAN
37
BÀI 3: XỬ LÝ NƯỚC THẢI BẰNG MÔ HÌNH MBR (MEMBRANE BIOREACTOR) HIẾU KHÍ ĐẶT NGẬP 3.1. PHẦN LÝ THUYẾT:
3.1.1. Nguyên tắc hoạt động của bể MBR:
MBR là viết tắt của cụm từ Membrane Biorector, có thể định nghĩa là công nghệ xử lý nước thải bằng cách kết hợp quá trình sinh học bùn hoạt tính với màng lọc. Cấu tạo của một hệ thống MBR bao gồm: Bể phản ứng sinh học và module màng lọc.
Cơ chế hoạt động của bể MBR có thể được mô tả ngắn gọn như sau: Nước thải được đưa vào trong bể, qua quá trình xử lí sinh học, trong đó vi sinh vật sử dụng các chất bẩn trong nước thải để làm thức ăn, nước thải được làm sạch và thấm qua màng, các chất bẩn còn lại trong nước thải sẽ bị loại bỏ và giữ lại trong bể. Tóm lại bể MBR là sự kết hợp giữa 2 quá trình cơ bản: xử lí hiếu khí & lọc trong một đơn nguyên.
Bể phản ứng sinh học: theo mô hình trong phòng thí nghiệm thì bể phàn ứng sinh học này tương tự bể Aerotank. Quá trình sinh học sẽ điễn ra qua 3 giai đoạn.
Giai đoạn 1: Bùn hoạt tính hình thành và phát triển. Lúc này, cơ chất và chất dinh
duỡng đang rất phong phú, sinh khối bùn còn ít. Theo thời gian, quá trình thích nghi của vi sinh vật tăng, chúng sinh trưởng rất mạnh theo cấp số nhân, sinh khối bùn tăng mạnh. Vì vậy, lượng oxy tiêu thụ tăng dần vào cuối giai đoạn này rất cao. Tốc độ tiêu thụ oxy vào cuối giai đoạn này có khi gấp 3 lần ở giai đoạn 2. Tốc độ phân hủy chất bẩn hữu cơ tăng dần.
Giai đoạn 2: Vi sinh vật phát triển ổn định, hoạt lực enzym đạt cực đại và kéo dài trong
thời gian tiếp theo. Tốc độ phân hủy chất hữu cơ đạt cực đại, các chất hữu cơ bị phân hủy nhiều nhất. Tốc độ tiêu thụ oxy gần như không thay đổi sau một thời gian khá dài.
Giai đoạn 3: Tốc độ tiêu thụ oxy có chiều hướng giảm dần và sau đó lại tăng lên. Tốc
độ phân hủy chất bẩn hữu cơ giảm dần và quá trình Nitrat hóa amoniac xảy ra. Sau cùng, nhu cầu tiêu thụ oxy lại giảm và quá trình làm việc của Aerotank kết thúc. Điểm khác biệt của bể MBR sao với Aerotank là thay vì lắp đặt bể lắng 2 phía sau thì nước được hút qua màng lọc rồi đi ra ngoài, vì thế sẽ không có tuần hoàn bùn.
38
Module màng lọc: Hệ thống màng lọc trong bể MBR sử dụng loại màng bán thấm (semi-permeable). Mỗi đơn vị module màng được cấu tạo gồm nhiều sợi rỗng liên kết với nhau, mỗi sợi rỗng lại cấu tạo giống như một màng lọc với các lỗ lọc rất nhỏ mà một số vi sinh vật không có khả năng xuyên qua. Các đơn vị MBR này sẽ liên kết với nhau thành những module lớn hơn và đặt vào các bể xử lý. Hệ thống màng lọc có kích thước lỗ rất nhỏ (Phòng thí nghiệm sử dụng màng lọc MOTIMO có kích thước lỗ lọc là 0.1 µm) có vai trò giữ lại các chất ô nhiễm cần xử lí và cho nước sạch thấm qua màng (bán thấm).
3.1.2. Ưu nhược điểm của bể MBR:
Ưu điểm Nhược điểm
Hiệu quả trong việc xử lý với khối lượng sinh khối cao và mức chịu tải cao.
Cặn lơ lửng duợc khử hoàn toàn ở dòng ra. Hiệu quả khử trùng tốt.
Giảm diện tích xây dựng (Do tổng hợp cả bể aerotank, lắng, lọc và khử trùng vào làm một)
Tuổi thọ của thiết bị cao (sử dụng đúng cách có thể lên đến 15 – 20 năm)
Giá thành lắp đặt và vận hành cao (Nếu sử dụng ở mô hình nhỏ, lượng nước cần xử lý ít)
Màng luôn cần được kiểm tra và bảo dưỡng.
Nhạy cảm với hóa chất, gây giảm tuổi thọ. Vấn đề tắc nghẽn màng
3.1.3. So sánh giữa các mô hình MBR So sánh 2 mô hình MBR hiếu khí và kị khí: So sánh 2 mô hình MBR hiếu khí và kị khí:
Công nghệ MBR hiếu khí: Bể sinh học được sục khí bằng máy thổi khí hoặc máy nén khí nhằm cung cấp lượng oxy cho vi sinh vật hiếu khí hoạt động, duy trì trạng thái lơ lửng của sinh khối.
39
Công nghệ MBR kỵ khí: là sự kết hợp bể sinh học kỵ khí với quá trình lọc màng. Lợi thế của hệ thống là sản sinh lượng bùn thấp, tận dụng được năng lượng từ sinh khối, bể xử lý có thể khép kín hoàn toàn.
Không chỉ có 2 mô hình MBR hiếu khí/kị khí, mô hình MBR còn có 2 kiểu đặt màng: (a) Kiểu đặt ngập màng MBR: bằng cách hút hoặc dùng áp lực, nước thải sau xử lý sẽ
đi qua màng và được đưa ra ngoài, bùn và vi sinh vật không thể qua màng nên được giữ lại (không cần bơm tuần hoàn lại bùn). Máy thổi khí không chỉ cung cấp khí cho vi sinh vật, mà còn có tác dụng thổi bung màng để tránh tăc nghẽn, do đó kiểu đặt ngập khá phù hợp cho mô hình hiếu khí.
(b) Kiểu đặt ngoài: khác với kiểu đặt ngập, nước trong bể sẽ được bơm ra ngoài và đi ngang qua hệ thống màng lọc, nước sẽ đi qua màng rồi đi ra ngoài, bùn và vi sinh vật sẽ được tuần hoàn lại bể. Hệ thống màng lọc này có cấu tạo như hình. Kiểu đặt màng này phù hợp cho cả mô hình hiếu khí và kị khí.
Kiểu đặt ngoài (side-stream MBR) Kiểu đặt ngập (submerged MBR) Chi phí sục khí thấp (~20%)
Chi phí bơm nước thải cao (60 – 80%) Tốc độ xử lí nhanh
Yêu cầu làm sạch màng thường xuyên Chi phí vận hành cao
Chi phí đầu tư thấp
Chi phí sục khí cao (~90%)
Chi phí bơm nước thải thấp (chi phí cao hơn ~28% nếu sử dụng bơm hút)
Tốc độ xử lí chậm Chi phí vận hành thấp Chi phí đầu tư cao
Bảng. So sánh giữa hai cách đặt màng MBR trong nước và bên ngoài. (Nguồn: http://www.wioa.org.au/conference_papers/01/paper8.htm)
40
Hình. Hai kiểu đặt màng MBR trong bể xử lý nước thải
3.1.4. Vấn đề nghẹt màng: các yếu tố ảnh hưởng và các biện pháp giảm thiểu Quá trình tắc nghẽn màng hình thành theo 3 cơ chế sau: Quá trình tắc nghẽn màng hình thành theo 3 cơ chế sau:
- Một số lượng lớn các phân tử tích lũy trên bề mặt màng tạo thành lớp gel. Sự hình thành lớp gel phụ thuộc kích thước lỗ màng.
- Các vật liệu có kích thước lớn đi vào khe lọc gây bít khe màng và làm tắc nghẽn màng nhanh hơn. Cơ chế này thường diễn ra với các chất hữu cơ hòa tan cao phân tử, mạch dài.
- Một vài chất ô nhiễm, những vi khuẩn nhỏ đi vào lỗ màng lọc hình thành bức tường lỗ lọc, làm giảm diện tích lỗ và gia tăng trở lực màng.
41
Hình: Cơ chế nghẹt màng (Bourgeous và cộng sự, 2001)
(a) Sự hình thành lớp gel/ bánh bùn (b) Bít lỗ màng lọc (c) Hẹp lỗ màng lọc
Làm sạch màng là loại bỏ các tác nhân gây tắc nghẽn bám trên bề mặt và bên trong lỗ màng. Tần số làm sạch là một yếu tố quan trọng ảnh hưởng đến tuổi thọ hoạt động của màng. Màng cần được làm sạch vật lí, sạch hóa học và sạch sinh học. Khi thông lượng màng phục hồi gần thông lượng ban đầu là quá trình làm sạch màng đạt hiệu quả.
Có thể phân biệt bốn phương pháp làm sạch gồm làm sạch thủy lực, làm sạch cơ khí, làm sạch hóa chất và làm sạch điện. Việc chọn phương pháp làm sạch phụ thuộc vào loại màng, sức đề kháng hóa chất của màng và các tác nhân gây tắc nghẽn gặp phải.
- Làm sạch thủy lực là rửa ngược bằng nước, trong đó hướng của dòng thấm qua màng được định kỳ đảo ngược. Nhược điểm của rửa ngược là làm giảm thời gian lọc, mất mát một lượng dòng thấm dùng rửa ngược lại nên hiệu quả của rửa ngược trong ứng dụng công nghiệp rất hạn chế và cần được tối ưu hóa hơn nữa về thời gian rửa và khoảng cách giữa mỗi lần rửa ngược.
- Làm sạch cơ khí sử dụng các bọt khí lớn chỉ áp dụng trong các hệ thống module màng ống. Một số nghiên cứu khác đang phát triển làm sạch cơ học sử dụng sóng siêu âm. - Làm sạch hóa chất là phương pháp phổ biến để giảm bẩn màng với một số hóa chất
được sử dụng riêng rẽ hoặc kết hợp. Nồng độ hóa chất và thời gian làm sạch cũng rất quan trọng, liên quan chặt chẽ đến trở lực của màng
42
- Làm sạch bằng điện là một phương pháp rất đặc biệt, sử dụng điện trường khiến các hạt tích điện, các phân tử di chuyển theo hướng của điện trường.
3.1.5. Các nghiên cứu, ứng dụng của MBR và các kết quả đạt được
Lê Quang Huy, Nguyễn Phước Dân và Nguyễn Thanh Phong (2009). ỨNG DỤNG QUÁ TRÌNH THIẾU KHÍ TỪNG MẺ ĐỂ XỬ LÝ OXIT NITƠ NỒNG ĐỘ CAO TRONG NƯỚC RÁC CŨ, Science & Technology Development, Vol 12, No.02 – 2009. Mô hình thiếu khí
sinh học từng mẻ đã được áp dụng nhằm xử lý các oxit Nitơ với nồng độ khoảng 1,000 mg/L. Với quá trình khử nitrit đơn thuần và có bổ sung nguồn C, mô hình thiếu khí cho hiệu quả khử nitrit luôn đạt hiệu suất > 95% và hiệu quả xử lý tổng nitơ đạt từ 83 đến 87% với nồng độ ammonia sau xử lý còn lại từ 100-130mg/L ở thời gian lưu nước HRT=144h. Một phần ammoni trong nước thải sau nitrat hóa bán phần cũng được loại bỏ trong quá trình này (30-50%). Nước sau khử nitrit có màu vàng sậm và pH của nước thải tăng từ pH vào khoảng 8,2 đến giá trị khoảng 8,9.
Trần Thị Việt Nga, Trần Hoài Sơn, Trần Đức Hạ (2012) NGHIÊN CỨU XỬ LÝ NƯỚC THẢI ĐÔ THỊ BẰNG PHƯƠNG PHÁP SINH HỌC KẾT HỢP MÀNG VI LỌC, tạp chí
khoa học công nghệ xây dựng, số 13/8-2012. Nước thải được thu gom từ hệ thống thoát nước chung có nồng độ chất hữu cơ thấp (COD 120-200 mg/l) nhưng hàm lượng chất dinh dưỡng như Nitơ, Phốt pho khá cao (TN: 10-50 mg/L) Nhóm nghiên cứu đã khảo sát cụm mô hình xử lý nước thải bằng phương pháp sinh học trong điều kiện thiếu khí-hiếu kết hợp với màng vi lọc đặt ngập (màng UF sợi rỗng) để xử lý nước thải sinh hoạt có tải trọng chất hữu cơ thấp. Kết quả vận hành mô hình liên tục trong hơn 5 tháng cho thấy với các điều kiện khác nhau về thời gian lưu thủy lực thì hiệu suất xử lý chất hữuu cơ (COD) luôn ổn định và cao (lớn hơn 90%). Hiệu suất xử lý Nitơ (Nitơ tổng số, Amôni) tuy nhạy cảm hơn với sự thay đổi môi trường (nồng độ oxi hòa tan, tải trọng chất hữu cơ) tuy nhiên cũng rất cao, thỏa mãn yêu cầu xả thải nghiêm ngặt theo QCVN 40:2012/BTNMT. Hiệu suất xử lý Nitơ tăng khi tỷ lệ bùn tuần hòan (BTH) từ bể hiếu khí sang bể thiếu khí tăng, và đạt giá trị cao nhất khi tỷ lệ BTH là 300% trong quá trình vận hành mô hình.
43
A. Nagano, E. Arikawa và H. Kobayashi (1992). THE TREATMENT OF LIQUOR WASTEWATER CONTAINING HIGH-STRENGTH SUSPENDED SOLIDS BY MEMBRANE BIOREACTOR SYSTEM, Water Science & Technology Vol 26 No 3-4 pp
887–895. Nước thải được đưa vào hệ thống có nồng độ SS 13.000 mg/L và COD là 40.000 mg/l. Hệ thống này có hiệu suất cao trong phân hủy SS và loại bỏ hợp chất hữu cơ. Nước sau xử lý có BOD thấp hơn 100 mg/l và COD là dưới 600 mg/l. Việc loại bỏ COD là hơn 98% ở mức tải COD 7 kg/m3/ngày. Hơn 0,28 m3 khí metan được lấy từ 1 kg-COD. Tỉ lệ phân hùy VSS tính dc từ cân bằng VSS là 85% và tì lệ chuyển hóa VSS từ chất dinh dưỡng (COD) là 0,057 kg-VSS/kg-COD.
44 3.2. KẾT QUẢ TÍNH TOÁN
3.2.1. Khả năng xử lý COD
Xác định lại nồng độ Fe(II) 0.1N bằng dung dịch K2Cr2O7 0.1N
= ( ) = 0.1 × 10
7.7 = 0.13
Dùng dung dịch Fe (II) pha loãng 4 lần có nồng độ 0,0325N đem chuẩn độ. Phân tích COD:
Sử dụng dung dịch phá mẫu K2Cr2O7 0.025 N, tiến hành phân tích với 3 mẫu nước thải và 2 mẫu trắng. Nồng độ Fe II đem chuẩn độ là 0.0325N.
COD (mg/L) = ( ) Trong đó:
N: nồng độ đương lượng của muối Fe (II) (N).
V: thể tích dung dịch Fe (II) dùng để chuẩn độ mẫu (mL).
Vo : thể tích dung dịch Fe(II) dùng để chuẩn độ mẫu trắng (mL).
Vsample : thể tích mẫu đem đi chuẩn độ. Vo(ml) Mẫu trắng V Fe II(ml) COD (mg/L) Hiệu suất (%) Mẫu (V) Hệ số pha loãng Đầu vào 3.4 2.45 10 =(3.4 − 2.45 ) × 0.0325 × 8000 2 × 10 = 1235 Đầu ra 1h 3.4 3.20 10 =(3.4 − 3.15 ) × 0.0325 × 8000 2 × 10 = 260 78.95%
45 Đầu ra 2h 3.4 3.25 10 =(4.6 − 3.6 ) × 0.0236 × 8000 2 = 195 84.21% Đầu ra 3h 3.4 3.30 10 =(4.6 − 3.3) × 0.0236 × 8000 2 = 130 89.47% Đầu ra 4h 3.4 3,30 10 =(4.6 − 3.2) × 0.0236 × 8000 2 = 130 89.47%
Hình: Đồ thị biểu diễn nồng độ COD theo thời gian
Nhận xét: