Khóa luận Nghiên cứu xử lý nước thải sinh hoạt bằng phương pháp lọc qua màng sinh học

Với những kết quả có được từ công trình nghiên cứu trên cho phép khẳng định: 1. Xử lý nước thải sinh hoạt bằng phương pháp lọc qua màng sinh học là có hiệu quả. Đối với quá trình gián đoạn. + Chỉ tiêu COD giảm 62,5%. + Hàm lượng amoni giảm 44%. + Độ đục giảm đến 88%. + Quá trình vận hành và thiết bị đơn giản. + Thời gian xử lý ngắn.

doc50 trang | Chia sẻ: aloso | Ngày: 19/06/2014 | Lượt xem: 919 | Lượt tải: 0download
Bạn đang xem nội dung tài liệu Khóa luận Nghiên cứu xử lý nước thải sinh hoạt bằng phương pháp lọc qua màng sinh học, để tải tài liệu về máy bạn click vào nút DOWNLOAD ở trên
nhờ những chất trao đổi của vật chủ mà xây dựng các hợp chất protein và axit nucleic cho mình. Vì vậy, virut là tác nhân gây ra một số bệnh dịch cho người và gia súc. 2.1.3. Nấm, nấm mốc và nấm men. Nhóm này ít hơn vi khuẩn và phát triển mạnh ở vùng nước tù. Chúng là những vi sinh vật dị dưỡng và hiếu khí. Các loại nấm có khả năng phân huỷ các chất hữu cơ, nhiều loài có khả năng phân huỷ được xenluloza, hemixenluloza và đặc biệt là lignin. 2.2. Hoạt động sống của vi sinh vật trong nước thải [5, 6, 7]. Quần thể vi sinh vật ở các loại nước thải là không giống nhau. Mỗi một loại nước thải có hệ vi sinh vật thích ứng riêng. Song, nói chung vi sinh vật trong nước thải đều là vi sinh vật hoại sinh và dị dưỡng. Chúng chỉ có thể tổng hợp được các chất hữu cơ làm vật liệu xây dựng tế bào mới cho chúng mà đi từ các chất hữu cơ trong môi trường sống để phân huỷ, đồng thời cũng phân huỷ các hợp chất nhiễm bẩn trong nước đến sản phẩm cuối cùng là CO2 và H2O hoặc tạo thành các loại khí khác (CH4, H2S, N2 v.v...). Trong nước thải các chất nhiễm bẩn chủ yếu là các chất hữu cơ hoà tan, ngoài ra còn có các chất hữu cơ ở dạng keo và phân tán nhỏ ở dạng lơ lửng. Các dạng này tiếp xúc với bề mặt tế bào vi khuẩn bằng cách hấp phụ hay keo tụ sinh học, sau đó sẽ xảy ra quá trình dị hoá và đồng hoá. Quá trình phân huỷ các hợp chất hữu cơ hay quá trình oxy hoá sinh hoá gồm ba giai đoạn: Di chuyển các chất ô nhiễm từ pha lỏng tới bề mặt của tế bào vi sinh vật do khuyếch tán đối lưu và phân tử. Di chuyển chất từ bề mặt ngoài tế bào qua màng bán thấm bằng khuyếch tán do sự chênh lệch nồng độ các chất ở trong và ngoài tế bào. Quá trình chuyển hoá các chất ở trong tế bào vi sinh vật với sự sinh sản năng lượng và quá trình tổng hợp các chất mới của tế bào với sự hấp thụ năng lượng. Các giai đoạn này có mối liên quan rất chặt chẽ. Kết quả là nồng độ các chất nhiễm bẩn trong nước giảm dần. Quá trình phân huỷ các chất hữu cơ xảy ra ở bên ngoài tế bào do các enzim thuỷ phân, như amilaza phân huỷ tinh bột, proteaza phân huỷ protein, lipaza phân huỷ chất béo v.v... thành các sản phẩm có khối lượng phân tử thấp có thể đi qua màng vào bên trong tế bào - quá trình phân huỷ ngoại bào. Nếu các chất tạo thành tiếp tục bị phân huỷ hoặc chuyển hoá thành các chất vật liệu xây dựng tế bào mới - quá trình phân huỷ nội bào. 2.2.1. Phân huỷ hợp chất hữu cơ nhờ vi sinh vật hiếu khí. (CHO)nNS CO2 + H2O + Tế bào vi sinh + NH4+ + H2S chất hữu cơ 60% 40% NO3- SO42- + các sản phẩm dự trữ + năng lượng Các vi sinh vật hoại sinh có trong nước thải hầu hết là các vi khuẩn hiếu khí, kỵ khí hoặc tuỳ nghi. Các giống vi khuẩn thường gặp ở hầu hết các loại nước thải là: Pseudomonas, Bacillus, Alcaligenes, Flavobacterium. Tất cả các chủng Pseudomonas, Bacillus đều có khả năng sinh enzim amilaza và proteaza phân huỷ tinh bột và protein, Pseudomonas còn lên men được nhiều loại đường và màng nhầy. Trong các công trình xử lý nước thải, oxy hoà tan cung cấp cho quá trình sống của vi sinh vật ngoài lượng hoà tan tự nhiên ta còn phải bổ sung thêm. Có như vậy mới đảm bảo cho quá trình xử lý đạt kết quả. Oxy cung cấp cho quá trình này được chia thành hai phần: Một phần phân huỷ các hợp chất hydratcacbon, một phần phân huỷ các hợp chất chứa nitơ giải phóng ra NH3 (NH4+) là nguồn dinh dưỡng được vi sinh vật sử dụng trực tiếp để tổng hợp thành các protein mới cho quá trình xây dựng tế bào. Phân huỷ hữu cơ trong điều kiện hiếu khí. Nó bao gồm các quá trình: - Phân giải hyđratcacbon, phân giải xellulose ( tricoderma, aprgillus, fusarili, muco là các lấm mốc và các vi khuẩn phân huỷ hiếu khí pseudomonas, xenlulomonas, achromobacter, nhóm kỵ khí costridium và xạ khuẩn streptomyces và niêm khuẩn - Phân giải xilan: là các loại hợp chất cacbon ở trong xác thực vật, các vi sinh vật như nấm mốc, nấm men, vi khuẩn phân giải sinh ra enzim xilanase phân giải xilan. - Phân giải lignin: enzim phân giải là phanerochaetechrysosporium và vi khuẩn actinomyces. - Phân giải tinh bột: một số vi khuẩn thuộc chi bacillus, cytophoga. - Phân giải pectin. - Phân giải lipit và chất béo: (do vi khuẩn, xạ khuẩn, nấm mốc). - Phân giải các axit hưu cơ: các vi khuẩn kỵ khí lên men các axit thành khí me tan. - Phân giải protein: gồm các enzim peptidase. - Phân giải kitin: các sinh vật sinh ra kitinase phân huỷ kitin. 2.2.2. Phân huỷ hợp chất hữu cơ do các vi sinh vật kị khí. (CHO)nNS CO2 +H2O +Tế bào vi sinh+CH4 +H2+các chất trung gian Chất hữu cơ 20% 5% 5% 70% + NH4+ + H2S + các sản phẩm dự trữ + năng lượng Quá trình phân huỷ kỵ khí các hợp chất hữu cơ gồm hai giai đoạn: - Giai đoạn thuỷ phân: Dưới tác dụng của các enzim thuỷ phân do vi sinh vật tiết ra các chất hữu cơ sẽ bị thuỷ phân - Hydratcacbon (kể cả các chất không hoà tan) phức tạp sẽ thành các đường đơn giản; protein thành peptit, axit amin...; chất béo (lipit) thành glyxerin và các axit béo. - Giai đoạn tạo khí: Sản phẩm thuỷ phân sẽ tiếp tục bị phân giải và tạo thành sản phẩm cuối cùng là hỗn hợp các khí chủ yếu là CO2 và CH4. Ngoài ra còn tạo ra một số khí khác như H2, N2, H2S và một ít muối khoáng. Các vi khuẩn tham gia quá trình này gồm: Pseudomonas, Bacillus, Micrococcus candidus, Clostridium... Từ những phản ứng trên ta thấy ở điều kiện hiếu khí sản phẩm cuối cùng phần lớn là CO2 và H2O là những sản phẩm không độc hại đối với môi trường vì vậy có thể thải trực tiếp ra môi trường. Nhưng ở điều kiện kỵ khí thì 70% sản phẩm là những chất trung gian vì vậy không thể thải trực tiếp ra môi trường mà phải tốn thêm một khoảng thời gian nữa để vi sinh vật phân huỷ tiếp thành những chất đơn giản hơn. Đây cũng là một trong những lý do người ta thường chọn phương pháp xử lý ở điều kiện hiếu khí. Tuy nhiên với lực lượng đông đảo vi sinh vật về chủng loại thì khả năng làm sạch nước còn phụ thuộc vào đặc tính của chất nền. 2.3. Đặc tính của chất nền [11]. Chất nền là một tập hợp gồm toàn thể các vật phẩm chứa trong nước mà vi khuẩn có thể sử dụng chúng để phát triển. Các nguyên tố của chất nền gồm: Các nguyên tố chiếm đa số: C, H, O, N; Các nguyên tố chiếm thiểu số: P, K, S, Mg; Các vitamin và hoocmon; Các nguyên tố vết hoặc các nguyên tố vi lượng (Co, Fe, Ni,...). Trong một môi trường đặc biệt phức tạp thường có ở hầu hết nước thải, các nguyên tố vết, các vitamin và các hoocmon nói chung có nồng độ đủ để đảm bảo làm sạch hoàn toàn nước. Ngược lại nước cần xử lý có thể không có đủ photpho thậm chí cả nitơ. Như vậy phải bổ xung các nguyên tố này. Để một nguồn nước thải có thể xử lý sinh học được nó phải có các đặc tính thích hợp với sự tăng trưởng vi khuẩn như độ pH, nhiệt độ, các sản phẩm độc hại hoặc sản phẩm ức chế. 2.4. Ưu, nhược điểm của phương pháp [2]. Ưu điểm: Có thể xử lý nước thải có phổ nhiễm bẩn các chất hữu cơ tương đối rộng. Không sử dụng nhiều loại hoá chất vì vậy tránh ô nhiễm môi trường. Hệ thống có thể điều chỉnh theo phổ các chất nhiễm bẩn và nồng độ các chất nhiễm bẩn. Thiết kế và trang thiết bị đơn giản. Chi phí vận hành thấp. 6. Hiệu suất xử lý cao. Nhược điểm: Đầu tư cơ bản cho việc xây dựng khá tốn kém. Phải có chế độ công nghệ làm sạch đồng bộ và hoàn chỉnh. Các chất hữu cơ khó phân huỷ cũng như các chất có độc tính ảnh hưởng đến thời gian và hiệu quả làm sạch. Có thể phải pha loãng nước thải có nông độ chất bẩn cao dẫn đến lượng nước thải cần xử lý tăng. Tuy vẫn còn nhiều nhược điểm nhưng phương pháp sinh học vẫn được ưu tiên sử dụng vì nó phù hợp với điều kiện cơ sở ở nước ta và đây là một công nghệ sạch không ảnh hưởng nhiều đến môi trường. Chương 3 màng sinh học Khi đặt những vật liệu rắn trong dòng nước thải vi sinh vật (chủ yếu là vi khuẩn) sẽ dính bám lên đó. Trong số các vi sinh vật có những loài sinh ra các polysacarit có tính chất như là các chất dẻo (gọi là polyme sinh học-chất polyme ngoại bào-EPS), tạo thành màng (màng sinh học). Màng này cứ dầy dần thêm và thực chất đây là sinh khối vi sinh vật dính bám hay cố định trên vật liệu (chất mang). Màng này có khả năng oxy hoá các chất hữu cơ có trong nước khi chẩy qua hoặc tiếp xúc, ngoài ra màng này còn có khả năng hấp phụ các chất bẩn lơ lửng hoặc trứng giun sán v.v... Màng sinh học phát triển ở bề mặt các hạt vật liệu lọc có dạng nhầy, dầy từ 1 á3 mm và hơn nữa. Màu của nó thay đổi theo thành phần của nước thải, từ vàng xám đến màu nâu tối. 3.1. Thành phần và cấu trúc của màng sinh học [6, 11, 12, 13]. Màng sinh học được tạo nên do những tập hợp vi sinh vật khác nhau (vi khuẩn, nấm mốc...), những chất polyme ngoại bào (EPS), các cation đa hoá trị, những hợp chất dạng keo, những hợp chất có thành phần vô cơ, hữu cơ. Thành phần quan trọng trong màng sinh học là những chất polyme ngoại bào (EPS), chúng chiếm 50á90% tổng lượng chất hữu cơ trong màng và tạo thành mạng lưới không gian ba chiều bao lấy xung quanh vi sinh vật. Qua nghiên cứu nhiều phương pháp phân tích Nielsen et. al. (1999) đã đưa ra kết luận về thành phần của EPS gồm: polysacarit chiếm khoảng 50%, ngoài ra còn có các chất khác như: protein, axit nucleic, lipit... Chức năng của EPS là tạo ra khả năng liên kết giữa các vi sinh vật và dính bám lên bề mặt vật liệu. Một thành phần nữa cũng quan trọng không kém trong màng sinh học là các cation hoá trị II mà đáng chú ý nhất là Ca2+ có chức năng gắn kết các nhóm tích điện âm trên EPS của vi sinh vật với các chất vô cơ để làm bền hoá màng sinh học. Người ta đã thực hiện nhiều thí nghiệm thử tách Ca2+ ra khỏi màng sinh học bằng cách thế cation hoá trị I hoặc cho Ca2+ tạo phức với EDTA hay EGTA kết quả đều làm cho màng sinh học mất khả năng bền hoá vì nó làm yếu cấu trúc tổng thể của màng sinh học do tạo ra nhiều phân tử nhỏ rời rạc, không dính kết. Theo DIGNAC et. al. (1998) thì các EPS đóng vai trò là cấu trúc cơ sở, các cation hoá trị II gắn kết các nhóm chức tích điện âm trên phân tử EPS. Liên kết giữa EPS và cation dẫn đến sự bền hoá mạng polyme sinh học và giữ cố định các vi sinh vật trong màng. Qua nhiều phương pháp nghiên cứu đã cho thấy rằng màng sinh học có cấu trúc không đồng nhất, nó được quy định bởi nồng độ chất dinh dưỡng, các loại vi sinh vật... 3.2. Sự phát triển của màng sinh học [11]. 3.2.1. Các giai đoạn phát triển của màng sinh học. 3.2.1.1. Cơ chế hoạt động của màng sinh học. Màng lọc sinh học được tạo thanh chủ yếu là do các vi khuẩn hiếu khí và các màng lọc sinh học, các vi khuẩn kỵ khí, các vi khuẩn tuỳ tiện. Lớp ngoài cùng của màng là lớp hiếu khí, có loài trực khuẩn Bacillus. Lớp trung gian là các vi khuẩn tuỳ tiện như alcaligenes, Flavolacterium... và cả Bacilluss. Lớp sâu bên trong màng có vi khuẩn kỵ khí khử lưu huỳnh, nitrat. Quá trình oxy hoá xảy ra trên lớp màng sinh học: Khi dòng nước thải chảy trùm lên lớp màng sinh học, các chất hưu cơ sẽ bị hấp thụ vào màng sinh học và xẽ bị phân huỷ bởi các vi sinh vật hiếu khí thành CO2 và H2O, O2 và các thức ăn đồng hoá được vận chuyển và khuếch tán qua bề dày lớp màng sinh học cho tới chừng nào mà các đám tế bào ở sâu nhất không tiếp xúc với oxy và thức ăn đồng hoá trực tiếp nữa. Sau một thời gian nhất định sẽ xuất hiện sự phân tầng giữa lớp ưa khí chồng lên lớp kỵ khí. ở lớp ưa khí có sự khuếch tán oxy, lớp kỵ khí ở sâu hơn và không có oxy. Trong quá trình xử lý chất bị hấp thụ chuyên hoá thành sản phẩm của quá trình trao đổi chất là CO2 sẽ được thoát ra qua màng chất lỏng. Oxy hoà tan được bổ sung bằng cách hấp thụ từ không khí. Nước thải ra ngoài thiết bị đã được làm sạch. Khi không có nguồn hưu cơ cacbon từ bên ngoài thì những vi sinh vật ngay sát bề mặt chất mang bắt đầu bước vào giai đoạn hô hấp nội bào (quá trình tự oxy hoá) và mất khả năng bám chặt vào bề mặtvật chất mang. Khi đó nước lại rửa xói lớp màng nhầy rời khỏi chất mang và một lớp màng mới lại bắt đầu sinh trưởng. Cứ như thế hết lớp màng này tróc ra lại có lớp màng mới xuất hiện. Nước thải qua thiết bị và được xử lý liên tục đảm bảo nước đầu ra qua hệ thống xử lý đạt tiêu chuẩn thải.Hệ thống này đạt hiệu quả tốt nhất khi lớp màng nhầy vi sinh vật có độ dày đồng đều trên b ề mặt lớp chất mang. Yếu tố này phụ thuộc vào tại trọng chât hữu cơ có trong nước thải, tốc độ nước thải đầu vào hệ thống, thời gian lưu của nước thải và lượng oxy hoà tan. Các chất dinh dưỡng có thể đồng hoá cùng oxy trong nước cần xử lý sẽ vận chuyển và khuếch tán qua bề dày lớp màng sinh cho đến chừng nào mà các đám tế bào ở vùng sâu nhất không tiếp xúc được vơí chất dinh dưỡng và oxy nữa. Sau một thời gian sẽ xuất hiện sự phân tầng vi sinh vật: - Ngoài cùng là các lớp ưu khí: ở đây có có sự khuyếch tán oxy - vi sinh vật hiếu khí hoạt động. - Lớp sau là lớp kỵ khí: ở đây không có sự khuyếch tán oxy - vi sinh vật kỵ khí hoạt động. - Sự hình thành và mức độ tồn tại các lớp này thay đổi theo loại chất phản ứng (dinh dưỡng) đưa vào. Các chất có trong nước thải chứa: Cacbon, oxy, Hidro, Nitơ và Photpho cũng như các chất vô cơ và hưu cơ khác, ban đầu sẽ được vận chuyển đến lớp lọc ở dạngdung dịch. Tỷ lệ dung dịch hoặc việc chuyển khối trong lớp lọc có thể làm hạn chế mức độ của các phản ứng trên. Các chất nhận Hidro có thể là các vi sinh vật hiếu khí sử dụng oxy cho mục đích này, còn các vi sinh vật yếm khí sẽ sử dụng các nguồn Sulphat, Nitrat, Cacbon dioxit hoặc các hợp chất hữu cơ. Năng lượng chỉ được các vi sinh vật cung cấp ở dạng năng nượng có trong các hợp chất hoá học hoăc nhờ gradient nhiệt do ánh sáng. Phần năng lượng này được sử dụng cho phản ứng để tổng hợp sinh khối, phần còn lại do tiêu tán do phát nhiệt. Hiệu ứng nhiệt trong thiết bị thường có thể bỏ qua khi nồng độ chất hữu cơ trong nước thải là nhỏ. 3.2.1..2. Quá trình phát triển của màng sinh học có thể chia làm 3 giai đoạn: Hình 1: Quá trình phát triển của màng sinh học (phụ lục) - Giai đoạn tiềm phát: ở giai đoạn này vi sinh vật chưa thích nghi với môi trường. Ban đầu chúng vận chuyển những đại phân tử tiến đến bề mặt vật liệu bằng tính linh động của chúng hoặc bằng chuyển động Brown để thiết lập những liên kết thuận nghịch của tế bào vi sinh với bề mặt vật liệu tạo sự dính bám ban đầu nhờ những tương tác hoá lý yếu như lực tương tác tĩnh điện, tương tác phân tán và liên kết hydro. Cuối giai đoạn này những tế bào vi sinh mới bắt đầu sinh trưởng và trong suốt thời gian này không có sự tái tạo tế bào. Thực tế trong quá trình xử lý nước thải để thời gian của giai đoạn tiềm phát nhanh hơn người ta thường không chỉ dựa vào những chất dinh dưỡng sẵn có của chất nền và vi sinh vật tự nhiên trong nước thải mà phải cho thêm chất dinh dưỡng và đưa thêm nhiều loại vi sinh vật vào cùng tham gia. - Giai đoạn phát triển theo hàm số mũ: Trong giai đoạn này do đã thích nghi được với môi trường và đã có nền tảng ban đầu nên vi sinh vật chỉ cần tiếp nhận chất dinh dưỡng trong môi trường nước thải làm nguồn thức ăn để sinh trưởng và phát triển. Giai đoạn này tỷ lệ tái tạo tế bào giữ ở mức cao nhất và không đổi với nồng độ không hạn chế của chất nền. - Giai đoạn ổn định: Giai đoạn này màng sinh học đã hình thành với độ dầy nhất định để những vi sinh vật ở lớp trong cùng vẫn có thể nhận được chất dinh dưỡng từ môi trường. Nếu quá trình hình thành màng vẫn tiếp tục, độ dầy màng tăng lên thì các vi sinh vật lớp trong cùng không nhận được chất hữu cơ từ môi trường, chúng sẽ bước vào giai đoạn hô hấp nội bào (tự oxy hoá) và do đó mất khả năng dính bám dẫn đến lớp màng ở đó sẽ bong ra và được dòng nước rửa trôi, tại đó bề mặt vật liệu được giải phóng để lớp màng sinh học mới lại bắt đầu sinh trưởng. 3.2.2. Những yếu tố ảnh hưởng đến màng sinh học. Các nhân tố chính tác động lên quá trình phát triển, thành phần và cấu trúc màng sinh học. Tính chất bề ngoài của vật liệu (bề mặt ráp, xù xì, tính thấm ướt). Tính chất, hình thái học của vi sinh vật. Tính chất hoá lý của pha lỏng (nhiệt độ, pH, ion, chất hữu cơ...). Nồng độ những chất hữu cơ trong chất nền: lượng cacbon hữu cơ có thể đồng hoá được (AOC), lượng cacbon hữu cơ hoà tan dễ bị phân huỷ (BDOC), nhu cầu oxy sinh học (BOD). Khả năng hút dính vật liệu ngoại sinh từ pha lỏng. Các chế độ về dòng chẩy (tốc độ dòng...). Sự có mặt của các tác nhân ảnh hưởng đến khả năng hoạt động của vi sinh vật (kim loại nặng...). 3.3. Các loại màng sinh học [6]. Màng sinh học là tập hợp của rất nhiều loài vi sinh vật, với mỗi một môi trường thì có những tính chất nhất định và tồn tại những nhóm vi sinh vật nhất định vì vậy cũng tạo thành những loại màng sinh học khác nhau. Trong tự nhiên thường tồn tại 3 loại màng sinh học: Hình 2: Màng sinh học của những vi khuẩn tuỳ nghi (phụ lục) Màng sinh học loại này thường được hình thành trong môi trường thiếu chất dinh dưỡng. Được mô tả gồm hai lớp: Lớp thứ nhất xuất hiện khi những vi sinh vật đầu tiên tạo được sự dính bám lên bề mặt vật liệu hình thành một lớp mỏng (~5mm) được gọi là lớp cơ sở. Lớp thứ hai hình thành ngay trên lớp thứ nhất lại bao gồm những tụ hợp vi sinh vật (động vật nguyên sinh, các loài tảo...) dính kết lại với nhau theo chiều dọc nhờ những hợp chất dạng keo bao xung quanh chúng. Khi dòng nước thải chảy qua lớp màng này thì các chất hữu cơ được các vi sinh vật hấp thụ để sinh trưởng và sinh sản tăng sinh khối. Vì vậy, nước đi qua đã được làm sạch. Lớp này cứ tiếp tục phát triển đến khi mà nguồn dinh dưỡng không còn nữa (dầy khoảng 100mm) đồng nghĩa với việc nước thải đã được làm sạch. Quá trình hình thành màng và xử lý nước thải cũng tương tự như trên. Hình3 : Màng sinh học dạng nấm (phụ lục). Hình 4 : Màng sinh học nhiều lớp (phụ lục). Trong mô hình này, khi dòng nước thải chảy trên bề mặt vật liệu sẽ hình thành một màng sinh học, theo thời gian vi sinh vật phát triển làm cho độ dầy của màng tăng lên và phân chia thành 3 lớp. Lớp trong cùng tiếp giáp với bề mặt vật liệu, tại đây lớp màng phát triển dầy lên oxy từ không khí không đến được. Vì vậy chỉ tồn tại những vi sinh vật phân huỷ chất hữu cơ không cần oxy gọi là vi sinh vật kỵ khí. Lớp kế tiếp là vùng vi sinh vật tuỳ nghi hoạt động do chúng có thể duy trì sự sống trong điều kiện có oxy hoặc không có oxy. Lớp trên cùng được cung cấp lượng oxy nhiều nhất do chúng tiếp xúc trực tiếp với không khí và nước thải nên chỉ tồn tại những vi sinh vật hiếu khí. Do đó nước thải qua màng sinh học được các loại vi sinh vật làm sạch. 3.4. Vật liệu tạo màng. Màng sinh học phát triển ở mọi bề mặt phân cách rắn-lỏng, lỏng-khí, rắn-khí. Trong tự nhiên ta bắt gặp màng sinh học ở nhiều nơi, trên nhiều loại vật liệu nhưng để ứng dụng nó vào trong công nghệ xử lý nước thải thì ta cần phải xem xét đến rất nhiều yếu tố mà đặc biệt là lựa chọn vật liệu lọc sao cho: Diện tích bề mặt lớn. Có các đặc tính thích hợp cho các vi sinh vật cư trú và phát triển. Có độ bền cơ học và độ ổn định tương đối. Nhẹ, có thể sử dụng ở độ cao lớn, chỉ số chân không cao để dễ lắng đọng. Có sẵn trên thị trường, dễ sử dụng, dễ tìm, không quá đắt. Để lựa chọn được loại vật liệu phù hợp cho quá trình xử lý, ta tiến hành xem xét một số loại vật liệu sau: - Hạt PE-Polyetylen: là nhựa tổng hợp có công thức: (- CH2- CH2- )n. PE có độ thẩm thấu nước và khí tương đối nhỏ, là nơi cư trú và sinh trưởng tốt của vi sinh vật. Không bị vi sinh vật phân huỷ. - Đá dăm, cát sỏi và than đá: Đây là loại vật liệu được dùng khá phổ biến từ rất lâu ở nước ta vì nó có sẵn trong tự nhiên, dễ kiếm và giá thành rẻ. Nhưng khả năng tạo màng của vi sinh vật trên bề mặt lại không phải là hiệu quả nhất. - Nhựa PVC - Polyvinylclorua: là vật liệu polyme tổng hợp có công thức hoá học: (-CH2- CHCl-)n. PVC bền với các loại axit không có khả năng oxy hoá, kiềm và các dung môi không phân cực. Các loại dung môi phân cực làm trương phồng và hoà tan PVC. Độ thấm khí và nước rất thấp, không bị vi sinh vật phân huỷ, và tạo khả năng bám dính tốt cho vi sinh vật. - Gốm: là hợp kim giữa kim loại và á kim, cũng gần giống với vật liệu polyme, có độ rắn cao nhưng rất dòn. - Xốp Polystyren: là một loại polyme tổng hợp có công thức hoá học là: (- CH2- C6H5CH -)n. Polystyren có tính chất giống như PE, có độ thấm nước và khí tương đối nhỏ, là vật liệu có bề mặt bám dính tốt đối với vi sinh vật vì trong quá trình gia công có thể tạo ra được bề mặt riêng lớn. Không bị phân huỷ bởi vi sinh vật. Qua quá trình tìm hiểu một số loại vật liệu và qua kiểm nghiệm thực tế chúng tôi thấy rằng vật liệu xốp là đáp ứng được tốt nhất những yêu cầu đã đề ra và hiệu quả xử lý là chấp nhận được. Vì vậy, trong khoá luận này chúng tôi tiến hành nghiên cứu xử lý nước thải sinh hoạt lọc qua màng sinh học trên vật liệu xốp (phụ lục 2). Phần II: Thực nghiệm Chương 4 Đối tượng và phương pháp nghiên cứu 4.1. Đối tượng. Chúng tôi sử dụng nước thải sinh hoạt của thành phố Hà Nội, khu vực đổ ra sông Kim Ngưu làm mẫu nghiên cứu. Đây là một trong những hệ thống sông dẫn nước quan trọng của thành phố Hà Nội đang trong tình trạng ô nhiễm nghiêm trọng. 4.2. Phương pháp nghiên cứu. 4.2.1. Lựa chọn phương pháp. Như đã trình bày ở trên, trong khoá luận này chúng tôi tiến hành nghiên cứu xử lý nước thải sinh hoạt. Đặc điểm của loại nước thải này là nồng độ các chất ô nhiễm không quá cao, gồm nhiều loại chất hữu cơ dễ bị phân huỷ sinh học. Mặt khác mục đích của nghiên cứu này là nhằm làm sạch nước thải trước khi xả ra nguồn, cung cấp cho tưới tiêu... Nên lựa chọn có tính hợp lý hơn cả là phương pháp sinh học. Các phương pháp sinh học đều dựa vào hoạt động của vi sinh vật có sẵn trong môi trường. Vì thế có những loại vi sinh vật nào thì cũng có những phương pháp sinh học tương ứng. Đó là: - Phương pháp hiếu khí (aerobic). - Phương pháp thiếu khí (anoxic). - Phương pháp kỵ khí (anaerobic). Trong thực tế người ta không đi theo hướng xử lý nước thải bằng phương pháp thiếu khí một cách độc lập, mà thường sử dụng phương pháp này kết hợp với phương pháp xử lý hiếu khí hoặc kỵ khí. Vì thế ở đây ta chỉ xét đến phương pháp hiếu khí. So sánh hai phương pháp: Phương pháp kị khí Phương pháp hiếu khí Năng lượng Không cần cấp năng lượng, ngược lại còn tạo ra năng lượng là khí metan. Tốn năng lượng vì cần thông khí. Nguồn nước thải Thích hợp cho các loại nước thải ô nhiễm nặng, COD, BOD cao nhưng nồng độ kim loại cần phải thấp vì vi sinh vật kỵ khí rất mẫn cảm với các ion kim loại. Thích hợp với các loại nước thải ô nhiễm trung bình hoặc nhẹ, nếu nồng độ nước thải cao thì phải pha loãng. Hiệu quả -Khử BOD kém hơn. -Thời gian xử lý dài hơn. -Loại bỏ BOD tốt hơn. -Thời gian xử lý ngắn hơn. -Có thể loại bỏ được nitơ, phospho. Khả năng bị ức chế Vi sinh vật kỵ khí nhạy cảm với các chất có tác dụng ức chế. Vi sinh vật hiếu khí có khả năng chống đỡ tốt hơn. Mùi hôi thối Sinh ra nhiều khí có mùi hôi thối: H2S... ít mùi hơn. Tạo bùn Khoảng 50 – 300 gam bùn/1kg BOD Khoảng 500-700 gam bùn/1kg BOD. Khả năng tách chất rắn Khó lắng cặn nên nước sau khi xử lý còn nhiều chất lơ lửng. Dễ lắng cặn. Từ những so sánh ở bảng trên, đối chiếu với những mục đích, điều kiện nghiên cứu trong khoá luận thấy rằng: Đối tượng xử lý nước thải sinh hoạt độ ô nhiễm vừa phải và hơi nhẹ (COD khoảng từ 100 - 300 mg/l). Thiết bị xử lý đơn giản. Diện tích thiết bị nhỏ. Thời gian xử lý ngắn. Vì vậy chúng tôi lựa chọn phương pháp xử lý hiếu khí lọc qua màng sinh học. Đây là phương pháp sử dụng sự hoạt động của vi khuẩn hiếu khí nhưng thực tế phương pháp này bao gồm các loại vi khuẩn từ hiếu khí, tuỳ nghi đến kỵ khí với sự phân chia rành rọt vi khuẩn hiếu khí ở lớp ngoài cùng của màng, vi khuẩn tuỳ nghi hoạt động ở lớp giữa, vi khuẩn kỵ khí nằm sâu ở lớp trong cùng. Như đã xác định, đối tượng xử lý là nước thải sinh hoạt và mục đích của thực nghiệm này là làm sạch nước thải để xả ra nguồn vì vậy nó chỉ là giai đoạn xử lý cấp hai không đòi hỏi các chỉ số phân tích nước qúa khắt khe. 4.2.2. Hoá chất và dụng cụ. Hoá chất: K2Cr2O7 khan Fe(NH4)2 (SO4)2 .6H2O H2SO4 đặc HgSO4 tinh thể Ag2SO4 tinh thể FeSO4.7H2O a-naphtylamin KI, HgCl2, NaOH, KNaC4H4O6 - Kali natritactrat. C6H4(NH2)(HSO3) - Axit sulfanilic. Ferroin Đá bọt Xe nhiết Nessler GrissA GrissB axitphenoldisunforic Dung dịch NH4OH 25% Dụng cụ: Máy thổi khí Máy bơm nước các loại. Máy đo độ đục 2100p. Turbidimeter. Máy đo quang NovaspecII Máy đo độ dẫn: Metkohm / 644 conductometer. Máy đo pH: universan pH- Meter type 5102 Sinh hàn, bếp điện, bình nón, pipet, buret, bình cầu ba cổ, các loại cốc chịu nhiệt, ống nghiệm, ống đong vv... 4.3. Một số phương pháp phân tích. Để xác định được thành phần và mức độ ô nhiễm của nước thải có rất nhiều chỉ tiêu để đánh giá như: các chỉ tiêu vật lý (độ đục, pH, nhiệt độ...), các chỉ tiêu sinh hoá (DO, COD, BOD, vi sinh vật...), các chỉ tiêu hoá học (nitơ, nitrit, nitrat, phospho, các kim loại nặng...). Do điều kiện về thời gian, thiết bị chúng tôi không xác định được hết các thông số mà chỉ tiến hành phân tích những chỉ tiêu quan trọng qua đó để xác định tình trạng ô nhiễm của nước thải và khả năng xử lý của phương pháp lựa chọn. 4.3.1. Xác định chỉ số COD. 4.3.1.1. Nguyên tắc. Dùng dung dịch kalibicromat (K2Cr2O7) là chất oxy hoá mạnh để oxy hoá các hợp chất hữu cơ. Lượng K2Cr2O7 dư được chuẩn độ bằng dung dịch muối Morh - Fe(NH4)2 (SO4)2 .6H2O với chỉ thị ferroin. Cho thêm Ag2SO4 làm xúc tác để oxy hoá hoàn toàn các hợp chất hữu cơ. HgSO4 để loại ion Cl- tránh sai số khi phân tích do Hg2+ kết hợp với Cl- tạo thành phức [HgCl4]2- ít phân ly. 4.3.1.2. Chuẩn bị hoá chất. - Chuẩn bị dung dịch K2Cr2O7 0,25N: Sấy khô K2Cr2O7 loại PA ở 1050C trong 2 giờ, để nguội trong buồng kính có hút ẩm. Cân chính xác 12,258 g K2Cr2O7 hoà tan bằng nước cất hai lần trong bình định mức 1000 ml. - Chuẩn bị dung dịch muối Morh 0,1N: Hoà tan 39,2g Fe(NH4)2(SO4)2 .6H2O loại PA trong 20 ml H2SO4 đặc, cho vào bình định mức 1000 ml, thêm nước cất đến vạch mức. Dung dịch muối Morh không bền (do có ion Fe2+) dễ bị oxy không khí oxy hoá, nên trước khi sử dụng ta phải chuẩn độ lại bằng dung dịch K2Cr2O7 0,25N với chỉ thị ferroin để xác định nồng độ thực. V K2Cr2O7´ N K2Cr2O7 Nmorh = Vmorh - Chuẩn bị dung dịch chỉ thị ferroin: Hoà tan 1,48g 1.10 octophenanthrolinmonohydrat với 0,695g FeSO4.7H2O trong nước cất hai lần, định mức đến 100ml. 4.3.1.3. Quá trình phân tích. Lấy Vm (ml) mẫu cho vào bình cầu 3 cổ, thêm V1(ml) dung dịch K2Cr2O7 0,25N và một ít HgSO4 tinh thể lắc đều. Cho 2 viên đá bọt, lắp ống sinh hàn hồi lưu. Hoà tan một ít Ag2SO4 tinh thể trong H2SO4 đặc. Đổ từ từ hỗn hợp trên vào bình cầu. Đun hồi lưu 2 giờ, để nguội. Chuyển toàn bộ dung dịch từ bình cầu sang bình nón, tráng bình cầu bằng nước cất hai lần. Thêm 1-2 giọt chỉ thị ferroin, lắc đều. Chuẩn K2Cr2O7dư bằng dung dịch muối Morh 0,1N. Khi dung dịch chuyển từ màu xanh sang màu đỏ nâu thì kết thúc phép chuẩn độ. Chỉ số COD được xác định theo công thức: (V1´ N1 – V2´ N2) ´ 8 ´ 1000 COD = ; mg/l Vm Vm: Thể tích mẫu phân tích. V1 : Thể tích dung dịch K2Cr2O7. V2 : Thể tích dung dịch muối Morh. N1 : Nồng độ đương lượng của K2Cr2O7. N2 : Nồng độ đương lượng của muối Morh. 8 : Đương lượng gam của oxy. 1000: Hệ số chuyển đổi kết quả sang lít. 4.3.2. Xác định amoni. 4.3.2.1. Nguyên tắc: Dựa vào phản ứng lên màu trực tiếp của NH4+ với thuốc thử Nessler (NH4+ + OH- + K2HgI4: màu vàng). Đo quang ở bước sóng 420 nm . Cho thêm xenhiet để làm trong. 4.3.2.2. Chuẩn bị hoá chất. - Thuốc thử Nessler: + Nessler A (K2HgI4): Hoà 3,6g KI trong 10ml và 13,55g HgCl2 trong 1000ml nước cất hai lần. Tổng thể tích Nessler A thu được là 1100ml. + Nessler B: Hoà 50g NaOH hoặc 57,5g KOH trong 100ml nước cất hai lần. +Thuốc thử Nessler: 100ml Nessler A hoà với 30ml Nessler B. - Dung dịch xenhiet: Hoà 50g Kali natri tactrat (KNaC4H4O6) trong 100ml nước cất hai lần. 4.3.2.3. Quy trình phân tích. - Pha loãng mẫu bằng nước cất sao cho nồng độ nằm trong khoảng đường chuẩn (<1mg/l), nếu cần. - Lấy 5ml mẫu cho vào ống nghiệm khô. Thêm 0,2ml xenhiét và 0,3ml Nessler , lắc đều. - Pha mẫu trắng: Lấy 5ml nước cất hai lần thêm hoá chất như trên. Đo quang để xác định lượng amoni trong nước pha loãng, hạn chế ảnh hưởng đến kết quả. - Đo quang ở bước sóng 420 nm. - Dùng đường chuẩn: y = 0,027x + 0,0059 y - 0,0059 Hàm lượng amoni: x = ;mg/5ml mẫu 0,0275 4.3.3. Xác định nitrit (NO2-). 4.3.3.1. Nguyên tắc. Dựa vào phản ứng lên màu của nitrit (NO2-) với thuốc thử Griess A và Griess B. 4.3.3.2. Chuẩn bị hoá chất. - Pha dung dịch Griess A: Hoà 0,5g axit sulfanilic - C6H4(NH4)(HSO3) vào 150ml axit axêtic 10%. - Pha dung dịch Griess B: Cho 0,1g a- naphtylamin và 20ml nước cất hai lần, đun nóng cho tan hết, để lắng, gạn phần trong, bỏ cặn. Thêm vào phần dung dịch trong 150ml axit axetic 10%. 4.3.3.3. Quy trình phân tích. - Pha loãng mẫu bằng nước cất sao cho nồng độ nằm trong khoảng đường chuẩn (<1mg/l), nếu cần. - Lấy 5ml mẫu đã pha loãng vào ống nghiệm. - Thêm 0,5ml Griess A và 0,5ml Griess B. - Lắc đều, để yên khoảng 5 phút vì phản ứng này lên màu hơi chậm. - Đo quang ở bước sóng 543 nm. - Dựa vào phương trình đường chuẩn: y = 0,0711x + 0,0242 y- 0,0242 Hàm lượng nitrit (x) = ;mg/5ml mẫu 0,0711 4.3.4. Xác định nitrat(NO3-). 4.3.4.1. Nguyên tắc. Dựa vào phản ứng lên màu của nitrat với axitphenoldisunforic và NH4OH 25%. 4.3.4.2. Chuẩn bị hoá chất. - Dung dịch axit phenoldisunforic. - Dung dịch NH4OH 25%. 4.3.4.3. Quy trình phân tích. - Pha loãng mẫu bằng nước cất sao cho nồng độ nằm trong khoảng đường chuẩn ( <1mg/l ), nếu cần. - Lấy 5ml mẫu đã pha loãng vào cốc chịu nhiệt. - Đun cô cạn đến khô hoàn toàn, để nguội. - Thêm 0,5 ml axitphenoldisunforic lắc đều. - Thêm 10 ml nước cất. - Thêm 5ml NH4OH 25% lắc đều định mức ở bình 25 ml. - Đo nước cất trước rồi đo nước mẫu ở bước sóng 410 nm. - Dựa vào độ chuẩn y = 0.08x + 0.0993 y - 0.0993 0.08 - Hàm lượng nitrat(x) = 4.3.5. Xác định độ đục [3]. Độ đục của nước là do trong nước có các chất không tan, các chất keo có nguồn gốc vô cơ và hữu cơ gây ra. Nước bề mặt bị đục trước hết là do bùn, axit silisic, sắt hyđroxit, nhôm hiđroxit, các keo hữu cơ gây nên. Độ đục làm giảm khả năng truyền ánh sáng trong nước, ảnh hưởng tới khả năng quang hợp của các vi sinh vật tự dưỡng trong nước, làm giảm chất lượng nước. Để xác định độ đục có thể dùng máy đo độ đục hoặc máy so màu. Trong nghiên cứu này chúng tôi sử dụng máy đo độ đục 2100 p. Turbidimeter. Nguyên tắc: Dựa vào sự khuyếch tán ánh sáng của các phần tử có trong nước. Người ta đặt một bộ phận quan sát vuông góc với tia tới thì nó sẽ nhận được một chùm sáng tỷ lệ với các phần tử có trong nước. Độ đục được đem so sánh với mẫu chuẩn bằng thang đo có sẵn trong máy. Thông thường ta tính bằng NTU (độ đục theo đục kế). Trong quá trình phân tích cần tránh để bọt khí trong mẫu, nếu độ đục cao, cần phải pha loãng. 4.3.5. Xác định độ dẫn. Để xác định độ dẫn ta dựa vào sự có mặt của các ion trong nước thải. ở đây chúng tôi sử dung máy đo METKOHM/644 conductometer để đo độ dẫn. 4.4. Thực nghiệm. 4.4.1. Thiết bị và vận hành thiết bị. Đối với mỗi một phương pháp xử lý đưa ra thì cần phải nghiên cứu các chế độ công nghệ, từ đó lựa chọn cho phương pháp một công nghệ phù hợp và hiệu quả. Trong thực nghiệm này chúng tôi nghiên cứu hai chế độ công nghệ: gián đoạn và liên tục. Xử lý nước thải bằng phương pháp lọc qua màng sinh học là cho nước thải đi qua lớp vật liệu lọc mà trên bề mặt có những tụ hợp vi sinh vật tạo thành màng. Muốn xử lý đạt hiệu quả thì nước thải phải được tiếp xúc với màng nhiều . Dựa trên những điều kiện đó chúng tôi đưa ra mô hình thiết bị xử lý nước thải sau: 1m f500 Nước Thổi khí Hình 5: Mô hình thiết bị xử lý gián đoạn nước thải lọc qua màng sinh học. Nước hồi lưu 1m f500 Thổi khí Nước vào Nước ra Hình 6: Mô hình thiết bị xử lý liên tục nước thải lọc qua màng sinh học. - Thiết bị chính là tháp lọc: chiều cao 1000 mm, f500 mm. Trong đó, phần trên đặt vật liệu lọc và được ngăn cách với phần dưới bằng một tấm lưới. Nước thải được phun đều từ đỉnh tháp qua lớp màng sinh học xuống đáy tháp và được lưu lại đây trong thời gian ngắn trước khi ra ngoài thùng chứa để hồi lưu lại. - Thổi khí: chúng tôi sử dụng máy thổi sục khí. Là các máy quạt gió thổi khí vừa có tác dụng cung cấp oxy cho vi sinh vật trong màng phát triển vừa có tác dụng đẩy những khí độc hại trong nước thải ra ngoài và làm cho vật liệu thông thoáng không bị bịt kín bởi những mảnh màng bị bong ra theo dòng nước kẹt giữa lớp vật liệu. - Vật liệu lọc: Xốp polystyren (là loại xốp mỏng bán rộng rãi trên thị trường). Những đặc điểm ban đầu dễ nhận thấy đối với vật liệu này: + Rẻ tiền, dễ kiếm. + Có độ rỗng, xốp lớn vì vậy tạo bề mặt riêng lớn. +Nhẹ nên có thể nhồi vào thiết bị ở mọi kích cỡ. +Bề mặt xốp có độ sần sùi, hang hốc, lỗ nhỏ có độ xốp và độ nhám tương đối thuận lợi cho vi sinh vật định cư tối đa và đảm bao tính hấp thụ của vi sinh vật. Xốp nhồi cột được cắt thành miếng hình lập phương với mỗi cạnh (a) là 1,5 cm. Ta dễ dàng tính được diện tích bề mặt của một hạt: S1 hạt = a2 ´ 6 = 2,25 ´ 6 = 13,5 cm2 = 13,5.10-4 m2. Với chiều cao lớp vật liệu lọc là 1000mm nhồi khoảng 39100 hạt. Diện tích bề mặt vật liệu tạo màng của toàn bộ thiết bị là: St = 39100 ´ 13,5.10-4 = 52,79 m2.. - Van xả đáy để tháo nước và bùn sau khi xử lý. Thùng chứa dung tích 10 lít đựng nước xử lý và cho hồi lưu. Công suất máy bơm hồi lưu là 960 lít/1h. Để kiểm tra khả năng xử lý nước thải của màng ta đo các chỉ tiêu đầu vào và sau những khoảng thời gian nhất định. Mẫu được lấy trong thùng chứa. 4.4.2. Tạo màng sinh học trên vật liệu lọc. Để làm sạch nước thải trước hết ta cần phải tạo màng sinh học trên bề mặt vật liệu. Thông thường thì cứ tiến hành cho nước thải đi qua vật liệu lọc vi sinh vật trong nước thải sẽ dính bám lên bề mặt vật liệu và dần dần hình thành màng, nhưng giai đoạn này chiếm khoảng thời gian tương đối dài. Vì vậy để thúc đẩy quá trình tạo màng ban đầu chúng tôi cho vật liệu lọc qua nước thải sinh hoạt với nồng độ loãng (để trong đó vẫn còn giữ lại những vi sinh vật tạo màng và những chất hữu cơ đặc trưng của loại nước thải đó), đồng thời cung cấp thêm vi sinh vật tạo màng (đưa những màng nhầy thường xuất hiện ở cống thoát nước tại gia đình - đây là nguồn vi sinh vật tạo màng khá lớn). Ngoài ra còn bổ xung thêm chất dinh dưỡng từ bên ngoài cho vi sinh vật như đường gluco, dinh dưỡng cây trồng,phân bón tổng hợp 20-20-20 do bộ môn Công nghệ Hoá Học, khoa Hoá học trường ĐHKHTN- ĐHQG Hà nội sản xuất. Để hình thành lớp màng mỏng phải tốn khá nhiều thời gian từ 1á2 tuần. Sau đó đưa nước thải cần xử lý cho chạy qua màng để vi sinh vật làm quen với môi trường. Giai đoạn này hiệu quả xử lý còn thấp. Từ 1á2 tháng sau màng sinh học mới có độ dầy nhất định và vi sinh vật cũng đã thích nghi được với môi trường nên tốc độ phát triển rất ổn định. Hầu hết các vi khuẩn tham gia vào quá trình làm sạch nước là các thể hoại sinh, hiếu khí và ưa ẩm, đặc biệt là các phản ứng sinh hóa xẩy ra ở các vi khuẩn là các phản ứng do enzim xúc tác. Vì vậy, nhiệt độ xử lý ảnh hưởng rất lớn đến đời sống vi sinh vật và động học của phản ứng enzim. Nhiệt độ thích hợp cho các quá trình xử lý nước thải là 20-40 0C, tối ưu là 25-35 0C. 4.4.3. Nội dung nghiên cứu. - Khảo sát sự biến đổi COD, NH4+,NO2-, NO3-, độ đục ở thiết bị gián đoạn theo thời gian. - Khảo sát sự biến đổi COD, NH4+,NO2-, NO3-, độ đục ở thiết bị liên tục theo thời gian. - Tiến hành xử lý nước thải bằng keo tụ. So sánh với xử lý màng sinh học. Chương 5 Kết quả và biện luận 5.1. Khảo sát thiết bị gián đoạn. Xác định COD ở các thời điểm khác nhau để tìm khoảng thời gian tối ưu cho quá trình xử lý. Tiến hành khảo sát trên 5 mẫu: M1: Nước sông Kim Ngưu lấy lần một (10 lít). M2: Nước sông Kim Ngưu lấy lần hai (10 lít). M3: Nước sông Kim Ngưu lấy lần ba (10 lít). M4: Nước sông Kim Ngưu lấy lần bốn (10 lít). M5: Nước sông Kim Ngưu lấy lần năm (10 lít). Tiến hành lúc màng sinh học đã phát triển ổn định. Nhiệt độ môi trường khoảng 210C. Qua thời gian thực nghiệm ta có kết quả sau: Bảng 1: Kết quả phân tích Mẫu Thời gian, (phút) COD (mg/l) NH4+ (mg/l) NO2- (mg/l) NO3- (mg/l) Độ đục (NTU) Đô dẫn pH M1 0 287 14.0 3.0 1.2 37.9 0.74 7.2 15 233 11.0 5.1 0.8 10.7 0.74 7.5 30 222 9.0 10.9 0.8 6.0 0.74 7.4 45 200 8.5 13.1 0.9 5.6 0.74 7.3 60 189 8.0 14.0 1.0 4.6 0.74 7.2 9h 211 3.1 0.4 0.1 1.8 0.74 7.3 M2 0 300 13.3 1.4 0.6 26.3 0.74 7.2 15 189 7.8 5.9 0.1 7.9 0.74 7.5 30 178 5.5 8.4 0.2 5.7 0.74 7.1 45 167 5.3 8.6 0.1 4.8 0.74 7.3 60 162 5.0 14.3 0.1 4.5 0.74 7.4 9h 141 4.9 0.5 0.3 2.1 0.74 7.2 M3 0 348 11.7 1.6 0.2 32.0 0.74 7.0 15 261 8.4 6.2 0.1 10.3 0.74 7.2 30 217 6.6 9.1 0.1 7.2 0.74 7.5 45 160 6.9 10.1 0.2 5.3 0.74 7.0 60 145 6.5 13.1 0.3 4.2 0.74 7.3 9h 288 4.0 0.7 0.7 2.6 0.74 7.2 M4 0 487 10.4 1.6 1.2 30.7 0.74 7.3 15 199 9.8 7.1 1.5 7.3 0.74 7.4 30 166 8.5 11.4 0.4 5.6 0.74 7.1 45 155 8.3 13.8 0.6 4.5 0.74 7.5 60 133 8.2 15.6 0.7 4.5 0.74 7.3 9h 288 5.2 0.4 0.3 1.5 0.74 7.5 M5 0 354 12.0 2.7 0.6 26.6 0.74 7.2 15 188 10.1 8.3 0.9 7.8 0.74 7.0 30 155 9.8 12.1 1.0 6.5 0.74 7.0 45 144 7.6 15.2 0.3 5.2 0.74 7.0 60 133 7.6 20.6 1.9 4.5 0.74 7.2 9h 150 6.0 2.1 0.1 1.9 0.74 7.4 5.1.1. Khảo sát sự thay đổi COD theo thời gian Bảng 2: Sự thay đổi COD theo thời gian. t (ph) Giá trị COD (mg/l) M1 H% M2 H% M3 H% M4 H% M5 H% 0 287 0 300 0 348 0 487 0 354 0 15 233 16 189 37 261 25 199 59 188 47 30 222 20 178 41 217 37 166 66 155 56 45 200 28 167 44 160 54 155 68 144 59 60 189 32 162 46 145 58 133 73 133 63 9h 211 24 141 53 288 17 288 41 150 58 H%: Hiệu suất xử lý Hình 7: Sự thay đổi COD theo thời gian ở 5 mẫu khác nhau Nhận xét: Từ những giá trị ở bảng và hình biểu diễn trên đồ thị thấy ràng chỉ số COD ở cả 5 mẫu nghiên cứu đều giảm rõ rệt. Trong khoảng 15 phút xử lý đầu tiên COD giảm mạnh, nếu tiếp tục xử lý thì COD giảm chậm nhưng không bằng 15 phút đầu. Hàm lượng COD có hiện tượng tăng sau khi xử lý 9h, là do lượng nướcbị bay hơi mất đi 8lít trong số 20 lít nước ban đầu. Do đó hàm lượng thực của COD trong nước sau khi xử lý 9h và lần lượt là: 126mg/l; 84,6mg/l; 172mg/l; 172mg/l; 90mg/l. Tất cả những thay đổi trên đều phụ thuộc vào sự hoạt động của vi sinh vật, vì chúng sinh trưởng và phát triển dựa vào nguồn dinh dưỡng là những hợp chất hữu cơ có trong nước thải. Vì vậy, khi nước thải đi qua màng đầu tiên vi sinh vật sẽ tiếp nhận những hợp chất hữu cơ dễ phân huỷ vì đây là loại thức ăn thích hợp với chúng nhất, do đó hàm lượng chất hữu cơ trong nước thải giảm nhanh chóng dẫn tới chỉ số COD cũng giảm nhanh. Khi nguồn dinh dưỡng thích hợp đã cạn kiệt vi sinh vật bắt đầu xử lý những hợp chất hữu cơ khó phân huỷ, chính vì thế mà thời gian để loại hết lượng chất hữu cơ này ra khỏi nước thải lâu hơn, COD giảm chậm hơn. Để xác định được thời gian xử lý tối ưu thì phải xem xét nhiều yếu tố. Trước tiên phải tính đến hiệu quả xử lý đối với chỉ tiêu đưa ra ở đây là chỉ số COD và một yếu tố không thể thiếu đó là tính kinh tế. Như thực nghiệm trên ta lựa chọn thời gian xử lý là 60 phút thì chỉ tiêu đặt ra đối với chất lượng nước cần đạt được là không mấy khó khăn, thời gian xử lý ngắn. Đầu tiên là chi phí cho cung cấp điện năng cho máy bơm, máy sục khí là không lớn. Thời gian đầu vi sinh vật tiếp nhận những chất hữu cơ dễ phân huỷ, chúng cần ít thời gian để tiêu thụ lượng thức ăn này, nhưng để tiêu hoá những hợp chất hữu cơ khó phân huỷ thì vi sinh vật trên màng tốn nhiều thời gian hơn. Trong quá trình tiến hành thực nghiệm dưới tác dụng của điều kiện khí hậu và nhiệt độ môi trường làm cho nước bay hơi nhanh, làm cho thể tích nước xử lý giảm dẫn đến tình trạng COD giảm chậm. Xác định hàm lượng amoni. Bảng 3: Hàm lượng amoni (NH4+) thay đổi theo thời gian . t (ph) Hàm lượng amoni (NH4+) M1 H% M2 H% M3 H% M4 H% M5 H% 0 14.0 0 13.3 0 11.7 0 10.4 0 12.0 0 15 11.0 22 7.8 41 8.4 28 9.8 5.7 10.1 16 30 9.0 36 5.5 58 6.6 44 8.5 18 9.8 18 45 8.5 39 5.3 60 6.9 41 8.5 20 10.6 37 60 8.0 43 5.0 62 6.5 45 8.2 21 7.8 37 9h 3.1 78 4.9 63 4.0 66 5.2 20 6.0 50 Hình 8: Hàm lượng amoni thay đổi theo thời gian Nhận xét: Qua đồ thị ta có thể thấy hàm lượng amoni trong nước thải giảm mạnh qua xử lý bằng màng sinh học. Hệ thống thổi khí, không chỉ cung cấp oxi cho vi sinh vật hoạt động tốt hơn mà còn có tác dụng đẩy các khí độc và amoni ở dạng khí amoniac ra khỏi nước thải. Vậy có hai nguyên nhân một phần do vi sinh vật NH4+, một phần do thổi khí tham gia vào quá trình xử lý amoni. - Một phần NH4+ bị vi khuẩn nitrit hoá oxy hoá bằng oxy không khí tạo thành NO2- và năng lượng theo phương trình: NH4+ + 3/2O2 NO2- + H2O + 2H+ + năng lượng Chính vì thế mà hàm lượng amoni trong nước thải giảm rất nhanh 5.1.3. Xác định hàm lượng nitrit (NO2-) và nitrat (NO3-). Bảng 4: Hàm lượng nitrit (NO2-) thay đổi theo thời gian (t). t(phút) 0 15 30 45 60 9h M1 3,0 5,1 10,9 13,1 14,0 0.4 M2 1,4 5,9 8,4 8,6 14,3 0.6 M3 1,6 6,2 9,1 10,1 13,1 0.7 M4 1,6 7,1 11,4 13,8 15,6 0.4 M5 2,7 8,3 12,1 15,2 20,6 2.1 Bảng 5: Hàm lượng nitrat (NO3) thay đổi theo thời gian t(phút) 0 15 30 45 60 9h M1 1.2 0.8 0.8 0.9 1.0 0.1 M2 0.6 0.1 0.3 0.1 0.1 0.3 M3 0.2 0.1 0.1 0.2 0.3 0.7 M4 1.2 1.2 0.4 0.6 0.7 0.3 M5 0.6 0.9 1.0 1.3 1.9 0.1 Nhận xét: Từ kết quả thực nghiệm được biểu diễn trên bảng và đồ thị nhận thấy: Hàm lượng nitrit trong nước thải ban đầu thấp, trong quá trình xử lý (sau 60 phút) hàm lượng này tăng dần. Nếu xử ở thời gian nâu hơn nữa thì nitrit không tăng nhiều và có xu hướng giảm dần. Qua bảng số liệu trên cũng cho ta thấy hàm lượng nitrat trong quá trình xử lý là thấp. Giải thích sự thay đổi này chủ yếu dựa vào chu trình chuyển hoá nitơ trong nước: Nitơ hữu cơ Nitơ amoni nitrit nitrat. Lượng nitrit tăng dần là do amoni chuyển hóa thành, đến khi lượng amoni hạn chế thì quá trình chuyển hoá từ nitrit sang nitrat lại bắt đầu làm cho hàm lượng nitrit giảm xuống. Quá trình đó được thể hiện ở hai phương trình sau: NH4- + 3/2O2 NO2- + H2O + 2H+ + năng lượng NO2- + 1/2O2 NO3- + năng lượng Quá trình biến đổi tương đôi phức tạp giữa các chất nhưng nếu xử lý triệt để với thời gian lưu càng lớn thì hàm lượng các chất cảng giảm Xác định độ đục. Bảng 6: Biểu diễn độ đục (NTU) thay đổi theo thời gian (t). t(phút) 0 15 30 45 60 M1 37,9 10,7 6,8 5,6 4,6 M2 26,3 7,9 5,7 4,8 4,5 M3 32,0 10,3 7,2 5,3 4,2 M4 30,7 7,8 5,6 4,5 4,5 M5 26,6 7, 8 6,5 5,2 4,5 Hình 9: Độ đục thay đổi theo thời gian Nhận xét: Khi qua màng sinh học độ đục của nước thải giảm rất nhanh và đồng đều nhau. Nước sau thời gian xử lý chỉ khoảng 1 giờ đã có được độ trong chấp nhận được. Nếu xử lý triệt để khoảng 9h thì độ đục là rất thấp. Các chất lơ lửng trong nước thải chủ yếu là các chất keo, phân tán nhỏ, những bụi cát dễ lắng nhưng trong nước thải chúng bị các chất hấp phụ vì vậy tạo thành những chất lơ lửng khó lắng. Qua xử lý bằng màng sinh học những hạt lơ lửng đó được đi qua màng và vi sinh vật tiếp nhận những chất trên đó giải phóng hạt bụi, cát. Vì vậy chúng lắng rất dễ dàng. Ngoài ra trong thiết bị còn những màng sinh học đã già, không còn khả năng xử lý nữa, bị tróc ra nhưng ở dạng kết dính khá lớn nên theo dòng nước đi ra khỏi thiết bị, lắng khá thuận lợi, được tách ra dễ dàng. 5.1.5. Xác định độ dẫn: Sau khi đo 5 mẫu ở thời gian khác nhau chúng tôi đều xác định được độ dẫn bằng 0,74 ms. Điều đó chứng tỏ rằng sự có mặt của các ion trong nước thải trước khi xử lý và sau khi xử lý là không thay đổi. 5.2. Quá trình xử lý liên tục với thời gian lưu đã xác định. Cũng với bộ thiết bị trên chúng tôi tiến hành xử lý liên tục bằng cách vẫn cho chạy hồi lưu như qúa trình gián đoạn nhưng lắp thêm một máy bơm để đưa nước thải cần xử lý qua màng sinh học. Vì thiết bị màng lọc không lớn, diện tích màng sinh học chỉ khoảng 52,79 m2. Công suất máy bơm vào khoảng 960 lit/1h. Ta đặt tốc độ dòng vào và ra nhỏ bằng cách lắp thêm một máy bơm nhỏ cung cấp nước cần xử lý cho chẩy nhỏ giọt từ trên tháp lọc xuống. Tiến hành thực nghiệm xác định các chỉ tiêu như ở thiết bị gián đoạn với 4 mẫu N1, N2, N3, N4. Nhiệt độ môi trường khoảng 270C. pH nước thải vào khoảng 6,8. Với thể tích bình hồi lưu V=7,5 lít, để xác định vận tốc nước thải vào và ra ta đưa ra các thời gian lưu khách nhau: Bảng 7: Tốc độ nước thải đầu vào theo thời gian lưu. Mẫu Thời gian lưu (phút) Vvào (ml/phút) N1 15 500 N2 30 250 N3 45 166,7 N4 60 125 Sau khi tiến hành thực nghiệm ta xác định được kết quả như sau: Bảng 8: Các chỉ tiêu trong quá trình xử lý liên tục. Mẫu COD đầu vào (mg/l) Độ đục vào (NTU) [NH4+] vào (mg/l) [NO2-] vào (mg/l) COD đầu ra (mg/l) Độ đục ra (NTU) [NH4+] ra (mg/l) [NO2-] ra (mg/l) N1 357 28,0 1,1 0,5 169 6,2 0,3 13,0 N2 354 24,2 30,3 0,3 156 2.9 9,8 2,0 N3 331 26,1 5,1 3,0 180 1,6 2,5 4,6 N4 326 23,0 8,2 8,2 160 2,2 2,9 15,4 Nhận xét: Từ bảng kết quả trên ta có thể thấy trong thời gian xử lý 60 phút các chỉ tiêu phân tích được có giá trị cao hơn so với quá trình xử lý gián đoạn. Hiệu quả xử lý COD đạt khoảng 50%, amoni51%, độ đục khoảng 80%. Cũng với thời gian lưu là 60 phút thì hiệu quả xử lý gián đoạn là: COD đạt khoảng 62,5%, amoni 44%, độ đục 88%. Điều này cũng phù hợp với qúa trình thực nghiệm vì, với thiết bị nhỏ, thời gian lưu ngắn nên các phần tử nước thải đi qua màng sinh học một lần rồi đi xuống bình chứa có thể nó ở trong đó đủ thời gian lưu nhưng cũng có thể nó bị đẩy ra ngoài ngay khi đi xuống vì vậy không chắc chắn là tất cả các cấu tử đều có một thời gian lưu nhất định. Chính vì thế hiệu quả xử lý không cao. Qua thí nghiệm xử lý gián đoạn và liên tục trong cùng thời gian thì quá trình xử lý gián đoạn đạt hiệu quả cao hơn và thiết bị gọn nhẹ hơn. Tuy nhiên tuỳ từng trường hợp cụ thể mà mỗi phương pháp đem lại hiệu quả riêng. Xử lý gián đoạn có thể cải tạo nguồn nước một cách dứt điểm nghĩa là sau quá trình xử lý các thông số phân tích được cho thấy đủ điều kiện thải ra sông ngòi, ao hồ. Còn xử lý liên tục lại thích hợp trong trường hợp cải thiên đầu nguồn nước cho những ao hồ nhỏ nước tù đọng hay ao nuôi tôm... 5.3. Xử lý nước thải bằng phương pháp keo tụ. Để đưa ra những so sánh giữa biện pháp xử lý nước thải sông Kim Ngưu bằng phương pháp lọc qua màng sinh học với phương pháp keo tụ nhờ chất keo tụ PAC và chất trợ keo tụ A101. Quá trình thực nghiệm: Ta thực hiện với 9 mẫu, mỗi mẫu ta lấy20 ml nước. Sau đó thực hiện ta cho vào chất keo tụ polyaluminium clorua (PAC- nồng độ 100g/l) với chất trợ keo tụ A101 của Nhật Bản sản xuất sau đó ta tiến hành quá trình khuấy và để lắng. Ta gạn lấy nước trong và đem phân tích. KN0 là mẫu ban đầu chưa xử lý, mẫu KN1 ta cho 0,2 ml PAC và 0,12 ml A101vào 20 ml nước thải thì độ đục cao nhất, COD tốt nhất thì hiệu suất sử lý mới đạt 24%. Nếu ta cho tăng 0,25 ml PAC và 0,12ml A101 vào 20ml nước thải ta được mẫu KN2, mẫu này có độ đục thấp nhất trong 9 mẫu là 2,42 NTU nhưng COD lại vọt nên 338,6 mg/l. Sau khi phân tích ta chọn ra được 3mẫu: Bảng 9: Xác định độ đục và COD. Mẫu Độ đục (NTU) COD (mg/l) KN0 42,1 332,6 KN1 10,8 253,0 KN2 2,42 338,6 Nhận xét: Điều đó chứng tỏ rằng xử lý bằng phương pháp keo tụ thì COD không giảm nhiều, nếu dùng quá lượng chất keo tụ và trợ keo tụ để xử lý được độ đục thì COD lại tăng hơn cả hàm lượng COD ban đầu. Kết luận Với những kết quả có được từ công trình nghiên cứu trên cho phép khẳng định: Xử lý nước thải sinh hoạt bằng phương pháp lọc qua màng sinh học là có hiệu quả. Đối với quá trình gián đoạn. + Chỉ tiêu COD giảm 62,5%. + Hàm lượng amoni giảm 44%. + Độ đục giảm đến 88%. + Quá trình vận hành và thiết bị đơn giản. + Thời gian xử lý ngắn. Theo nghiên cứu, xử lý gián đoạn và xử lý liên tục đều có thể ứng dụng được để xử lý nước thải. Xử lý gián đoạn có thể làm sạch nước triệt để còn xử lý gián đoạn thì cải thiện dần dần nguồn nước. Tuỳ từng mục đích, nhiệm vụ mà áp dụng phương pháp mang lại hiệu qủa cao. Phương pháp keo tụ chỉ có thể giải quyết tốt về độ đục. Vì những kết quả và thực nghiệm trên có thể nghiên cứu thiết kế các thiết bị áp dụng vào thực tế để xử lý nước thải sinh hoạt nói chung và cải thiện chất lượng nước cho các ao hồ nuôi thuỷ sản. Tài liệu tham khảo Lê Văn Cát-Cơ sở hoá học và kỹ thuật xử lý nước. NXB Thanh niên. Hà Nội. 1999. Hoàng Kim Cơ (chủ biên), Trần Hữu Uyển, Lương Đức Phẩm, Lý Kim Bảng, Dương Đức Hồng- Kỹ thuật môi trường. NXB Khoa học và Kỹ thuật. Hà Nội. 2001. Từ Vọng Nghi, Huỳnh Văn Trung, Trần Tứ Hiếu - Phân tích nước. NXB Khoa học và Kỹ thuật. Hà Nội. 1986. Nguyễn Thị Minh Nguyệt - Phân lập, tuyển chọn và ứng dụng một só vi khuẩn có khả năng phân giải Protein góp phần xử lý nước thải. Luận văn tốt nghiệp khoa Hoá. Trường ĐHKHTN. Hà Nội. 2002. Trần Văn Nhân, Ngô Thị Nga - Giáo trình công nghệ xử lý nước thải. NXB Khoa học và Kỹ thuậ. Hà Nội. 2002. Lương Đức Phẩm - Công nghệ xử lý nớc thải bằng biện pháp sinh học. NXB Giáo dục. 2002. Ngô Kế Sương, Nguyễn Lân Dũng - Xử lý khí đốt (Biogas) bằng kỹ thuật lên men kỵ khí. NXB Nông nghiệp. 1997. Đào Thị Phương Thảo - Mô hình hoá quá trình tạo màng sinh học. Báo cáo Khoa học khoa Hoá. Trường ĐHKHTN. Hà Nội. 2003. Phạm Khắc Tiệp - Quy trình công nghệ và thiết bị xử lý nước thải bằng phương pháp sinh học. Luận văn tốt nghiệp khoa Hoá. Trường ĐHKHTN. Hà Nội. 2002. Phạm Hùng Việt, Trần Tứ Hiếu, Nguyễn Văn Nội - Hoá học môi trường cơ sở. Hà Nội. 1999. Sổ tay xử lý nước tập 1,2 - dịch nguyên bản từ tiếng Pháp. NXB Xây dựng. Hà Nội. 1999. Winter, J. (1994): Enviromental Processes I - Wastewater Treatment. Biotechnology, Vol. 11a, Wiley-VCH. Flemming, H. C and Wingeder, J. (2001): Relevance of microbial extracellular polymeric substances (EPSs). Water Science and Technology, Vol 43, No. 6, pp1-8.

Các file đính kèm theo tài liệu này:

  • doc33833.doc
Tài liệu liên quan