Đề tài Thử nghiệm công nghệ swim-Bed xử lý nước thải chế biến thủy sản mô hình phòng thí nghiệm

,5. Bảng 2.2 : Các quá trình xử lý sinh học chủ yếu được ứng dụng để xử lý nước thải Dạng Tên thông dụng Sử dụng Quá trình hiếu khí Tăng trưởng lơ lửng Quá trình bùn họat tính Khử CBOD, nitrat hoá Hồ làm thoáng Khử CBOD, nitrat hoá Phân huỷ hiếu khí Ổn định , khử CBOD Tăng trưởng bám dính Lọc nhỏ giọt Khử CBOD, nitrat hoá Tiếp xúc sinh học quay Khử CBOD, nitrat hoá Bể phản ứng tầng vật liệu cố định Khử CBOD, nitrat hoá Quá trình kết hợp tăng trưởng lơ lửng và bám dính Lọc nhỏ giọt /bùn hoạt tính Khử CBOD, nitrat hoá Quá trình thiếu khí Tăng trưởng lơ lửng Tăng trưởng lơ lửng khử nitrat Khử nitrat Tăng trưởng bám dính Tăng trưởng bám dính khử nitrat Khử nitrat Quá trình kị khí Tăng trưởng lơ lửng Quá trình kị khí tiếp xúc Khử CBOD Phân huỷ hiếu khí Ổn định, phân huỷ cặn, loại trừ mầm bệnh Tăng trưởng bám dính Kị khí tầng vật liệu cố định và lơ lửng Khử CBOD,ổn định chất thải, khử nitrat Bể kị khí dòng chảy ngược Xử lý kị khí dòng chảy ngược qua lớp bùn( UASB) Khử CBOD, đặc biệt là chất thải có nồng độ bẩn cao Kết hợp Lớp bùn bơ lửng dòng hướng lên/ tăng trưởng bám dinh dòng hướng lên Khử CBOD Quá trình kết hợp hiếu khí, thiếu khí và kị khí Tăng trưởng lơ lửng Quá trình một hay nhiều bậc,mỗi quá trình có đặc trưng khác nhau Khử CBOD,nitrat hoá,khử nitrat và loại bỏ photpho Kết hợp Quá trình một hay nhiều bậc với tẩng giá thể cố định cho tăng trưởng bám dính Khử CBOD,nitrat hoá,khử nitrat và loại bỏ photpho Quá trình hồ Hồ hiếu khí Hồ hiếu khí Khử CBOD Hồ xử lý triệt để Hồ xử lý triệt để Khử CBOD,nitrat hoá Hồ tuỳ tiện Hồ tuỳ tiện Khử CBOD Hồ kị khí Hồ kị khí Khử CBOD,ổn định chất thải 2.2.1 Sinh học tự nhiên Dựa vào các quá trình sinh học trong điều kiện tự nhiên ( đất, hồ nước ) để xử lý. Đây là phương pháp đơn giản, dễ thực hiện, chi phí thấp, thân thiện với môi trường. Xử lý sinh học tự nhiên bao gồm các quá trình: 2.2.1.1 Ao sinh học Ao sinh học là dãy ao gồm 3-5 bậc, qua đó nước thải được chảy với vận tốc nhỏ, được lắng trong và xử lý sinh học. Các ao được ứng dụng để xử lý sinh học và sử lý bổ sung trong tổ hợp các cxông trình xử lý khác. Ao được chia ra làm ao thông khí tự nhiên và nhân tạo. Ao thông khí tự nhiên không sâu (0,5-1m), hấp thu nhiệt từ ánh sáng mặt trời và có chứa các hệ vi sinh vật. Vi khuẩn sử dụng oxy trong sinh ra trong quá trình quang hợp của rêu, tảo và oxy tự nhiên trong không khí để oxy hóa các chất ô nhiễm. Rêu tảo tiêu thụ CO2, phosphate, nitrat amon, sinh ra từ sự phân hủy sinh học các chất hữu cơ. Để hoạt động bình thường, ao sinh học cần phải đạt pH và nhiệt độ tối ưu. Nhiệt độ trong nước không được thấp hơn 60C. Trong tính toán, ta cần đảm bảo thời gian lưu cần thiết và tốc độ oxy hóa ( được đánh giá theo BOD của chất phân hủy chậm nhất). Để tăng vận tốc hòa tan oxy, nghĩa là tăng vận tốc oxy hóa, có thể phối hợp nhiều ao thông khí. Sự thông khí được tiến hành bằng cơ khí hoặc cơ động. Việc thông khí cho phép tăng tải trong lên 3-3,5 lần và tăng chiều sâu đến 3,5m. Để nạp không khí trong thông khí bằng khí động, người ta sử dụng máy nén áp suất thấp. Khi đó, ngoài sự bão hòa oxy, trong nước còn diễn ra sự khuấy trộn. Hệ thực vật trong nước như rêu, tảo cũng ảnh hưởng không nhỏ đến hiệu quả xử lý, và nó cũng tiêu thụ một phần các chất dinh dưỡng trong nước. 2.2.1.2 Cánh đồng lọc và cánh đồng tưới Đây là khu đất đồng thời sử dụng cho hai mục đích là xử lý nước thải và gieo trồng. Xử lý nước thải trong điều kiện tự nhiên diễn ra dưới sự tác dụng của hệ vi sinh vật trong đất, thực vật, ánh sáng mặt trời và không khí. Hệ vi sinh vật trong đất gồm có vi khuẩn, nấm, men, tảo, rêu, động vật nguyên sinh và động vật không xương sống, ngoài ra trong nước thải cũng có nhiều vi khuẩn . Trong lớp đất tích cực xuất hiện sự tương tác phức tạp của các vi sinh vật có bậc cạnh tranh. Số lượng và thành phần của các vi sinh vật trong cánh đồng tưới phụ thuộc vào thời tiết trong năm. Vào mùa đông số lượng vi sinh vật nhỏ hơn rất nhiều so với mùa hè. Nếu chỉ được xử lý sinh học nước thải và không gieo trồng thì chúng được gọi là cánh đồng lọc nước. Cánh đồng tưới, sau khi xử lý sinh học nước thải, làm ẩm và bón phân được sử dụng để gieo trồng cây có hạt và cây ăn tươi, cỏ, rau cũng như cây khóm và cây bụi. Trong quá trình xử lý sinh học, nước thải đi qua lớp đất lọc, trong đó các hạt lơ lững và keo được giữ lại, tạo thành màng trong lỗ xốp của đất. Sau đó, màng này tiếp tục hấp phụ các hạt keo và các chất tan trong nước thải. Oxy từ không khí xâm nhập vào lỗ xốp, oxy hóa các chất hữu cơ, chuyển chúng thành chất vô cơ. Oxy khó xâm nhập vào lớp đất trong sâu, vì vậy quá trình oxy hóa diễn ra mãnh liệt nhất ở lớp đất phía trên (0,2-0,4m). Nếu không đủ oxy, trong đất sẽ xảy ra quá trình yếm khí. Các cánh đồng lọc và cánh đồng tưới tốt nhất nên bố trí trên cát, đất sét thịt và đất đen.Nước ngầm không được quá 1,25m tính từ mặt đất, nếu không thì phải lắp hệ thồng thoát nước. Cánh đồng tưới và cánh đồng lọc có những ưu điểm vượt trội là: + Chi phí thấp, dễ vận hành. + Nước thải không ra ngoài phạm vi diện tích tưới. + Đảm bảo được mùa cây công nghiệp lớn và bền. + Phục hồi đất bạc màu. 2.2.2 Sinh học nhân tạo 2.2.2.1 Công nghệ kỵ khí Nguyên tắc của quá trình sinh học kỵ khí Phương trình phản ứng sinh hóa trong điều kiện kỵ khí: vi sinh vật Chất hữu cơ à CO2 + H2O + NH3 + H2S + tế bào mới Sinh học kỵ khí bao gồm các quá trình: - Thủy phân polymer - Lên men amino acid và đường - Phân hủy kị khí các acid béo mạch dài và rượu (acohol) - Thủy phân các acid béo dễ bay hơi (ngoại trừ acid acetic) - Hình thành khí methan từ acid acetic - Hình thành khí methan từ hydro và cacbonic + Giai đoạn thủy phân: Trong giai đoạn này dưới tác dụng của enzyme tiết ra, các phức chất và chất không tan (như polysaccharides, proteins, lipits) chuyển hóa thành các phức chất đơn giản hơn hoặc chất hòa tan (như đường, các amono acids béo). Quá trình này xảy ra chậm, tốc độ thủy phân phụ thuộc vào pH, kích thước hạt và đặc tính dễ phân hủy của cơ chất. Các chất béo thủy phân rất chậm. + Giai đoạn acid hóa : Trong giai doạn này, vi khuẩn lên men chuyển hóa các chất hòa tan thành các chất đơn giản như acid béo dễ bay hơi, alcohols, acid lactic, methanol, CO2, H2, NH3, H2S và sinh khối mới. Sự hình thành acid có thể làm giảm pH xuống 4,0. + Giai đoạn acetic hóa: Trong giai đoạn này, vi khuẩn acetic chuyển hóa các sản phẩm của giai doạn trước( acid hóa ) thành acetate, H2, CO2 và sinh khối mới. + Giai đoạn methan hóa: Đây là giai đoạn cuối cùng của quá trình kỵ khí, cacetic, H2, acid formic và methanol chuyển hóa thành methan, CO2, và sinh khối mới. 4H2 + CO2 à CH4 + H2O 4HCOOH à 3CO2 + CH4 + 2 H2O CH3COOH à CH4 + CO2 4CH3OH à CO2 + 3CH4 + 2 H2O 4(CH3)N + H2O à 3CO2 + 9CH4 + 6 H2O + 4NH3 Lưu ý: trong ba giai đoạn đầu ( thủy phân, acid hóa, acetic hóa ) COD trong dung dịch hầu như không giảm. COD chỉ giảm trong giai đoạn methan hóa. Ngược với quá trình hiếu khí, quá trình kỵ khí tải trọng tối đa không bị hạn chế bởi chất phản ứng như oxy, nhưng trong công nghệ kỵ khí cần lưu ý đến hai yếu tố quan trọng: Duy trì sinh khối càng nhiều càng tốt Tạo tiếp yếu tố trên được đáp ứng công trình kỵ khí có thể được áp dụng với tải trọng rất cao.xúc đủ giữa nước thải với sinh khối vi sinh vật Khi hai yếu tố trên được đáp ứng công trình kỵ khí có thể được áp dụng với tải trọng rất cao. 2.2.2.2 Công nghệ hiếu khí Nguyên tắc của quá trình sinh học hiếu khí: Phương trình phản ứng sinh hóa trong điều kiện hiếu khí: vi sinh vật Chất hữu cơ + O2 à CO2+ H2O + sinh khối mới Quá trình sinh học hiếu khí bao gồm 3 giai đoạn: Giai đoạn 1: oxy hóa các chất hữu cơ: enzyme CxHyOz + O2 à CO2 + H2O Giai đoạn 2: tổng hợp tế bào mới: enzyme CxHyOz + NH3 + O2 à CO2 + H2O + C5H7NO2 Giai đoạn 3: phân hủy nội bào: enzyme C5H7NO2 + 5O2 à 5CO2 + 2H2O + NH3 Tùy theo trạng thái tồn tại của vi sinh vật, quá trình xử lý sinh học hiếu khí nhân tạo có thể chia thành xử lý sinh học hiếu khí lơ lững và xử lý sinh học hiếu khí dạng dính bám. Xử lý sinh học sinh trưởng lơ lững (bùn hoạt tính) Quá trình bùn hoạt tính là quá trình sinh trưởng và phát triển của vi sinh vật, chúng sống tập trung kết dính lại với nhau thành hạt bùn hoặc những bông bùn với trung tâm là chất nền rắn lơ lững (40%), những bông bùn này còn được gọi là bùn hoạt tính có kích thước từ 50-200 micromet. Bùn hoạt tính có màu vàng nâu dễ lắng. Bùn hoạt tính là khối quần thể vi sinh vật có khả năng ổn định chất thải dưới điều kiện hiếu khí. Chất nền trong bùn hoạt tính có thể chiếm tới 90% là chất rắn, rong, rêu, tảo. Những vi sinh vật có trong bùn hoạt tính thường là vi khuẩn đơn bào, nấm men, nấm mốc, xạ khuẩn, các động vật nguyên sinh, một số vi sinh vật bậc thấp... Các vi sinh vật này sẽ phân hủy các chất hữu cơ có trong nước thải và thu năng lượng để chuyển hóa thành tế bào mới. Chỉ có một phần chất hữu cơ bị oxy hóa hoàn toàn thành CO2, H2O, NO3-, SO42-… Xử lý sinh học sinh trưởng dính bám Phần lớn các vi sinh vật có khả năng xâm chiếm bề mặt của một vật rắn ( vật liệu lọc ) với các chất hữu cơ, muối khoáng và oxy. Việc dính bám được thực hiện nhờ một chất phụ trợ và keo động vật có nguồn gộc từ lâm ngọc hoài thu.docđầu được thực hiện ở một số điểm, và từ những điểm này màng sinh học bắt đầu nhân ra cho đến khi toàn bộ bề mặt chất rắn được bao phủ một lớp màng đơn bào. Từ đó các lớp tế bào sinh ra và bao phủ lên lớp ban đầu. Trên bề mặt ccác lớp màng nhầy này chủ yếu chứa các vi khuẩn. Chất hữu cơ trong nước thải thì được các vi khuẩn phân giải tạo thành CO2 và H2O. Oxy và các thức ăn đồng hóa được nước thải vận chuyển và khuếch tán qua bế mặt dày lớp màng sinh học cho đến khi các tế bào nằm ở phần sâu nhất không thể tiếp xúc được với oxy và thức ăn đồng hóa trực tiếp nữa. Sau một thời gian nhất định xuất hiện sự phân tầng với những lớp hiếu khí chồng lên những lớp kỵ khí. Ở lớp hiếu khí có sự khuếch tán oxy còn lớp kỵ khí thì không. Lớp màng kỵ khí không được tiếp xúc với oxy sẽ bị phân hủy kỵ khí sinh ra H2S, amoniac, axit hữu cơ … Những sản phẩm này được các vi khuẩn hiếu khí oxy hóa để tạo thành H2SO4, HNO3, CO2, H2O. Chất nến không còn khuếch tán tới nữa các vi sinh vật trong lớp ưa khí sẽ bị chết cà tự tiêu đi. Do đó xuất hiện các khoảng trống tế bào cho những sinh vật hiếu khí và kị khí khác. Khi chất nền thực sự can kiệt, việc tiêu hủy các tế bào còn lại làm cho lớp màng bị tách rời từng vùng ra khỏi bề mặt. Bề mặt này lại sẵn sàng tiếp nhận các vi sinh vật mới. Sự bong tróc của màng vi sinh vật được tạo ra và thúc đẩy bởi dòng nước chảy qua bề mặt. Dù cho lớp vật liệu lọc có làm bằng loại gì đi nữa thì quá trình xử lý cũng tuân thủ theo nguyên lý trên. 2.2.3 Vi sinh vật tham gia vào quá trình xử lý nước thải 2.2.3.1 Sự sinh trưởng và phát triển của vi sinh vật Sự sinh trưởng của vi sinh vật là sự tăng sinh khối của nó do hấp phụ, đồng hóa các chất dinh dưỡng. Theo nghĩa rộng, sinh trưởng hay sự tăng sinh khối là tăng trọng lượng, kích thước hoặc số lượng tế bào. Như vậy, hiệu quả của sự sinh trưởng là quá trình tổng hợp các bộ phận của cơ thể, tế bào và sự tăng sinh khối – sức sinh trưởng (giảm BOD). Các quá trình diễn ra không đồng đều theo thời gian và không gian trong tế bào vi sinh vật. Nguồn: Wastewater Engineering: treatment, reuse, disposal, 1991 Hình 2.1: đồ thị biểu diễn sự tăng trưởng của vi sinh vật trong nước thải. Chu kỳ phát triển của các vi khuẩn trong bể xử lý bao gồm 4 giai đoạn: +       Giai đoạn chậm (lag-phase): xảy ra khi bể bắt đầu đưa vào hoạt động và bùn của các bể khác được cấy thêm vào bể. Đây là giai đoạn để các vi khuẩn thích nghi với môi trường mới và bắt đầu quá trình phân bào. Trong giai đoạn này vi sinh vật hầu như không tăng (hoặc tăng không đáng kể) về số lượng. +      Giai đoạn tăng trưởng (log-growth phase): giai đoạn này các tế bào vi khuẩn tiến hành phân bào và tăng nhanh về số lượng. Tốc độ phân bào phụ thuộc vào thời gian cần thiết cho các lần phân bào và lượng thức ăn trong môi trường. Giai đoạn này cần được kéo dài để tăng hiệu quả và tải trọng xử lý. +      Giai đoạn cân bằng (stationary phase): lúc này mật độ vi khuẩn được giữ ở một số lượng ổn định. Nguyên nhân của giai đoạn này là: thứ nhất các chất dinh dưỡngcần thiết cho quá trình tăng trưởng của vi khuẩn đã bị sử dụng hết, thứ hai là số lượng vi khuẩn sinh ra bằng với số lượng vi khuẩn chết đi. Trong thức tế ta không mong muốn đạt đến trạng thái này, vì đây là lúc vi sinh vật tăng trưởng cực đại tuy nhiên nó sẽ nhanh chóng chuyển sang pha suy vong sau khi vừa đạt giá trị tăng trưởng cực đại +       Giai đoạn chết (log-death phase): trong giai đoạn này số lượng vi khuẩn chết đi nhiều hơn số lượng vi khuẩn được sinh ra, do đó mật độ vi khuẩn trong bể giảm nhanh. Giai đoạn này có thể do các loài có kích thườc khả kiến hoặc là đặc điểm của môi trường. Cần chú ý rằng rằng đồ thị trên chỉ mô tả sự tăng trưởng của một quần thể vi khuẩn đơn độc. Thực tế trong bể xử lý có nhiều quần thể khác nhau và có đồ thị tăng trưởng giống nhau về dạng nhưng khác nhau về thời gian tăng trưởng cũng như đỉnh của đồ thị. Trong một giai đoạn bất kỳ nào đó sẽ có một loài có số lượng chủ đạo do ở thời điểm đó các điều kiện như pH, oxy, dinh dưỡng, nhiệt độ... phù hợp cho loài đó. Nguồn: Wastewater Engineering: treatment, reuse, disposal, 1991 Hình 2.2 Đồ thị về sự tăng trưởng tương đối của các vi sinh vật trong bể xử lý nước thải Như đã nói ở trên vi khuẩn đóng vai trò quan trọng hàng đầu trong xử lý nước thải. Do đó chúng ta phải duy trì một mật độ vi khuẩn cao tương thích với lưu lượng các chất ô nhiễm đưa vào bể. Phải tính toán chính xác thời gian tồn lưu của vi khuẩn trong bể xử lý và thời gian này phải đủ lớn để các vi khuẩn có thể sinh sản được. Điều kiện cần thiết cho quá trình tăng trưởng của vi khuẩn (pH, chất dinh dưỡng, nhiệt độ, khuấy trộn...) phải được điều chỉnh ở mức thuận lợi nhất cho vi khuẩn. 2.2.3.2 Đặc điểm chung của vi sinh vật tham gia vào quá trình xử lý nước thải - Kích thước rất nhỏ, chỉ có thể đo bằng micromet thậm chí là nanomet. - Hấp thụ nhiều, chuyển hóa nhanh. - Sinh trưởng nhanh, phát triển mạnh. - Năng lực thích ứng mạnh, dễ sinh biến dị. Trong quá trình tiến hóa lâu dài, để tồn tại, vi sinh vật đã tạo cho mình những cơ chế điều hòa trao đổi chất để thích ứng với điều kiện sống bất lợi của môi trường. Vi sinh vật rất dễ phát sinh biến dị bởivì thường đơn bào, đơn bội, sinh sản nhanh, số lượng nhiều, tiếp xúc trực tiếp với môi trường sống. Tần số biến dị của vi sinh vật thường là từ 10-5-10-10. Hính thức biến dị thường là đột biến gen và dẫn đến những thay đổi về hình thái, cấu tạo, kiểu trao đổi chất, tính kháng nguyên, tính đế kháng,… - Phân bố rộng, chủng loại nhiều. 2.2.3.3 Một số vi sinh vật đóng vai trò quan trọng trong quá trình xử lý nước thải Bảng 2.3: Một số vi khuẩn tham gia vào quá trình sinh học xử lý nước thải. STT Vi khuẩn Chức năng 1 Pseudomonas Phân huỷ Hiđrat cacbon, Protein, … và phản Nitrat 2 Arthrobacter Phân huỷ Hiđrat cacbon 3 Bacillus Phân huỷ Hiđrat cacbon, Protein … 4 Cytophaga Phân huỷ các Polime 5 Zooglea Tạo thành chất nhầy (Polisaccarit), chất keo tụ 6 Acinetobacter Tích luỹ Poliphosphat, phản Nitrat 7 Nitrosomonas Nitrit hoá 8 Nitrobacter Nitrat hoá 9 Sphaerotilus Sinh nhiều tiêu mao, phân huỷ các chất hữu cơ 10 Alkaligenes Phân huỷ Protein, phản Nitrat hoá 11 Flavobacterium Phân huỷ Protein 12 Nitrococus denitrificans Phản Nitrat hoá (khử nitrat thành N2) 13 Thiobaccillus denitrificans Phản Nitrat hoá (khử nitrat thành N2) 14 Acinetobacter Phản Nitrat hoá (khử nitrat thành N2) 15 Hyphomicrobium Phản Nitrat hoá (khử nitrat thành N2) 16 Desulfovibrio Khử sulfat, khử nitrat Ngoài các vi sinh vật có trong bảng thì một số vi sinh vật khác được chia thành các nhóm – sắp xếp theo chế độ hấp thụ các chất dinh dưỡng trong nước thải. Họ Pseudomonas (chiếm 50-80 lượng vi khuẩn) được chia làm các nhóm: Methannomonas : vi sinh vật lên men methan Nitrosomonas : vi sinh vật oxy hóa nitrit Hydrogenomonas : vi sinh vật oxy hóa phân tử Hydro, ngoài ra còn tích cực phân giải các hợp chất thơm và các chất hữu cơ mạch vòng. Sulfomonas, Thiobacillus : vi sinh vật hồi phục các hợp chất hữu cơ lưu huỳnh. Ngoài ra Sulfomonas còn hấp thụ tốt ác chất hữu cơ. Họ Bacterium (gồm 30 loài) chia thành: Bact. Aliphacitum, Bact. Naphtalinicus, Bact. Benzoni, Bact. Cycloclastes có khả năng hấp phụ dầu, sáp, phenol, mỡ… Bact. Mycoides có khả năng phân giải các hợp chất chứa Nitơ. Thyo Bacterium, Phiotrix có khả năng oxy hóa các hợp chất chứa lưu huỳnh Hình 2.3: Desulfovibrio Khử sulfat, khử nitrat Hình 2.4: Vi khuẩn Pseudomonas phân hủy hydratcacbon, protein, hợp chất hữu cơ và phản ứng nitrat hóa Hình 2.5:Bacillus Phân hủy cacbonhydrat và protein Hình 2.6 Cytophaga phân hủy polymer Hình 2.7: Zooglea Tạo chất nhầy (polisaccarit), chất keo tụ Vi khuẩn hình sợi – tác nhân bám dính: Hình 2.8: Microthrix parvicella 2.2.4 Các quá trình sinh hóa xảy ra trong xử lý nước thải 2.2.4.1 Quá trình oxy hóa cacbon Loại bỏ chất hữu cơ hòa tan Quá trình này diễn ra khi vi sinh vật sử dụng các chất này như nguồn thức ăn, chuyển hóa một phần cacbon thành sinh khối mới và phần còn lại thành CO2. Khí CO2 sẽ bay đi còn sinh khối mới tạo thành sẽ được loại bỏ bằng quá trình lắng. Do một lượng lớn cacbon trong chất hữu cơ ban đầu bị oxy hóa thành CO2 nên quá trình loại bỏ các chất hữu cơ hòa tan còn gọi là quá trình oxy hóa cacbon. Quá trình vi sinh hiếu khí thích hợp dung để loại bỏ chất hữu cơ có nồng đô COD từ 50- 4000 mg/l. Ở nồng độ thấp hơn, quá trình hấp phụ bằng than hoạt tính thường đảm bảo kinh tế hơn. Tuy nhiên, quá trình sinh hóa cũng thường được sử dụng để sử lý nước ngầm với nồng độ COD thấp hơn 50mg/l. Quá trình kỵ khí thường được áp dụng với những loại nước thải có nồng độ hữu cơ cao, bởi vì quá trình này lkhông đòi hỏi cấp khí, sinh khối tạo thành ít, mặt khác còn thu được sản phẩm hữu ích là CH4. Cần lưu ý là khi áp dụng quá trình kỵ khí thì nồng độ được đề cập là các chất hòa tan. Các chất lơ lững và các hạt keo thường được loại bỏ bằng các tác nhân lý học hoặc hóa học. Một số ít trường hợp người ta cũng dung tác nhân sinh hóa để loại bỏ hỗn hợp gồm các chất hòa tan, hạt keo và các chất lơ lững. Sau quá trình kỵ khí người ta thường áp dụng kết hợp quá trình hiếu khí để dòng thải ra đạt tiêu chuẩn xả thải. Tuy nhiên nếu nồng độ COD cần khử lớn hơn 50.000 mg/l thì quá trình hóa hơi và đốt bỏ thường cho hiệu quả cao hơn. b) Ổn định các chất hữu cơ không tan Có nhiều loại nước thải chứa một lượng đáng kể các hạt keo hữu cơ lơ lững mà quá trình lắng không thể loại bỏ được. Nếu được xử lý bằng quá trình sinh hóa (thường được sử dụng để loại bỏ chất hữu cơ hòa tan), phần lớn các chất này sẽ bám lên sinh khối và chuyền thành sản phẩm cuối cùng có tính ổn định – rất khó cho các hoạt động sinh học sau đó. Sự hình thành sản phẩm trên được xem như quá trình ổn định. Một số quá trình diễn ra trong quá trình sinh hóa : + Ổn định các chất hữu cơ không hòa tan + Biến đổi thành chất vô cơ không tan 2.2.4.2 Quá trình loại bỏ N Nitrat hóa: Quá trình nitrat hóa là quá trình oxy hóa các hợp chất chứa nitơ, đầu tiên là ammonia (NH4-N) thành nitrit (NO2-N) sau đó oxy hóa nitrit thành nitrat (NO3-N). Bước 1: ammonium được chuyển hóa thành nitrit thực hiện bởi loài Nitrosomonas : NH4+ + 1.5 O2 à NO2- + 2 H+ + H2O Bước 2: nitrit chuyển thành nitrat nhờ loài Nitrobacter : NO2- + 0.5 O2 à NO3- Tổng hợp 2 phản ứng trên ta được NH4+ + 2 O2 à NO3- + 2 H+ + H2O Hai quá trình nitrit hóa và nitrat hóa tạo ra năng lượng cho sự sinh trưởng và phát triển của tế bào. Cùng với năng lượng đạt được ammonia được tiêu thụ vào trong tế bào. Phản ứng tạo sinh khối : 4 CO2 + HCO3- + NH4+ + H2O à C5H7NO2 + 5 O2. Nitrat hóa cần thiết cho quá trình xử lý nước thải vì : + Ammonia tiêu thụ lượng oxy hòa tan (DO) của nguồn tiếp nhậnvà gây độc cho cá và các sinh vật thủy sinh. + Để kiểm soát quá trình phú dưỡng hóa. Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình nitrat hóa gồm có: pH: + Tốc độ nitrat hóa đạt cực đại khi pH nằm trong khoảng 7,2 – 9,0. + Tốc độ nitrat hóa giảm tuyến tính khi pH < 7,2. + Tốc độ nitrat hóa ở pH = 6,8 là 42% tốc độ nitrat hóa ở pH = 7,8 tại 150C. Độ kiềm cần được thêm vào để duy trì pH phù hợp dưới dạng vôi, soda, natri bicacbonat ( NaHCO3). Độc tính : + Vi khuẩn nitrat hóa nhạy cảm với các hợp chất vô cơ/ hữu cơ, độc ở nồng độ thấp hơn nhiều so với vi khuẩn hiếu khí khử CHC. + Những hợp chất gây độc là các hợp chất hữu cơ dễ bay hơi, tanin, phenol, benzen, rượu, ete, xianua…. Kim loại: Oxy hóa ammonia bị ức chế ở nồng độ 0,25 mg/l Ni, 0,25 mg/l Cr và 0,1 mg/l Pb. Ammonia: Oxy hóa ammonia bị ức chế khi nồng độ ammonia từ 5-20 mg/l. Nồng độ oxy hòa tan (DO): + Tốc độ oxy hóa tốt khi nồng độ DO đạt 4-7 mg/l. + Ở DO = 1 mg/l, tốc độ chỉ bằng 90% tốc độ ở nồng độ DO cao hơn. + Tốc độ nitrat hóa trong bùn hoạt tính tăng gấp đôi khi nồng độ DO tăng từ 1 lên 3mg/l. Nitơ hữu cơ ( protein, urê ) Nitơ ammonia Nitơ hữu cơ ( tế bào vi khuẩn ) Nitơ hữu cơ (tế bào chết xả theo bùn ) Nitrit ( NO2- ) Nitrat ( NO3+-) Khí nitơ ( N2 ) Đồng hóa O2 tự oxy hóa và tự phân hủy Nitrat Hợp chất chứa cacbon Hóa O2 Hình 2.9: Chuyển hóa nitơ trong quá trình xử lý sinh học. b) Khử nitrat hóa: Khử nitrat hóa là bước thứ hai sau quá trình nitrat hóa, là quá trình khử nitrat (NO3-N) thành khí nitơ (N2) trong môi trường thiếu khí (anoxic) và đòi hỏi một chất cho electron hữu cơ hay vô cơ. Phản ứng khử nitrat hóa bao gồm các bước sau: NO3- à NO2- à NO à N2O à N2 Chất cho điện tử từ 1 trong 3 nguồn : + BOD trong nước đầu vào. + Nguồn cacbon của tế bào trong quá trình phân hủy nội bào. + Nguồn từ bên ngoài như methanol hoặc acetate Nước thải: C10H19O3N + 10 NO3- à 5 N2 + 10 CO2 + 3H2O + NH3 + 10 OH- Methanol: 5 CH3OH + 6 NO3- à 3N2 + 5 CO2 + 7 H2O + 6 OH- Acetate: 5 CH3COOH + 8NO3- à 4 N2 + 10 CO2 + 6 H2O + 8OH- Hầu hết vi khuẩn khử nitrat hóa là dị dưỡng, chúng lấy cacbon cho tổng hợp tế bào từ các hợp chất hữu cơ. Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình khử nitrat hóa: Dạng và nồng độ chất nền chứa cacbon: Chất nền chứa cacbon tan, phân hủy sinh học nhanh sẽ thúc đẩy tốc độ khử nitrat nhanh nhất. Methanol được sử dụng rộng rãi nhất, ngoài ra có thể dùng các chất thải hữu cơ công nghiệp như chất thải bia và cất rượu. Nồng độ DO: Loài Psuedomonas bị ức chế ở nồng độ DO >= 0,2 mg/l. Tốc độ khử nitrat hóa ở nồng độ DO = 0,2 mg/l chỉ bằng một nủa tốc độ khử ni trat ở nồng độ DO = 0 mg/l. DO tăng lên 2 mg/l thì tốc độ khử nitrat chỉ bằng 10% tốc độ khử ở nồng độ DO là 0 mg/l Độ kiềm và pH: Độ kiềm tạo ra trong phản ứng khử nitrat làm tăng nhẹ pH, thay vì bị giảm trong phản ứng nitrat hóa. Vi khuẩn khử nitrat hoạt động mạnh ở pH = 6,5 – 8,5. Thời gian lưu cặn: Lượng nitrat khử dược với lượng chất nền chứa cacbon đã cho phụ thuộc vào thời gian lưu bùn. Thời gian lưu bùn lâu hơn, thành phần electron trong chất nền (chất cho electron) sẽ đi đến chất nhận nhiều hơn đi vào sinh khối. Lượng nitrat sẽ bị khử nhiều hơn. Lắng Nitrathóa (hiếu khí) Khử nitrat (anoxic) Nước vào nước ra Bùn tuần hoàn Bùn dư Hình 2.10: Quá trình bùn hoạt tính 2.2.4.3 Quá trình loại bỏ P Vi khuần sử dụng phospho để tổng hợp thành tế bào và vận chuyển năng lượng, kết quả là 10-30% lượng phospho bị khử trong quá trình khử BOD. Khử phospho được thực hiện bằng cách lắng thành cặn để loại bỏ các tế bào chứa lượng phospho trong quá trình sinh sản và hoạt động. Cơ chế của quá trình khử phospho bằng phương pháp sinh học diễn ra như sau: + Trong điều kiện kỵ khí các acid béo bay hơi được vi khuẩn đồng hóa thành các sản phẩm chứa bên trong tế bào, đồng thời với việc giải phóng phospho. Trong điều kiện hiếu khí, một số loài vi sinh vật như Acinetobacter, Psuedomonas, Aerobacter, Moraxella, E.coli, Mycobacterrium, Beggiatoa, gọi chung là vi khuẩn poly phospho có khả năng tích lũy phospho với lượng lớn hơn nhu cầu của tế bào, khoảng 1-3% trọng lượng khô của tế bào. + Khi các tế bào này tạo thành bông cặn và lắng xuống đáy bể lắng, phospho chứa trong cặn lắng sẽ được thu hồi và xử lý riêng. Mặt khác người ta có thể tận dụng cặn này như là chất men để tác dụng với acid béo bay hơi làm tăng hiệu quả quá trình khử phospho. + Đặc điểm chung của tất cả các phương án sinh hóa xử lý phospho là sự luân phiên thay đổi của quá trình kỵ khí và hiếu khí. Như vậy việc khử phospho đòi hỏi phải đồng thời xảy ra hai quá trình sinh học hiếu khí và kỵ khí. Bể hiếu khí Bể yếm khí Nước vào Bể lắng bể lắng Tuần hoàn bùn Cặn dư Hình 2.11: Sơ đồ dây chuyền xử lý phospho Dể khử phospho đòi hỏi trong nước thải phải có BOD/P lớn hơn 10/1 để cung cấp đủ chất nền cho việc phát triển vi sinh khử phospho. Quá trình thay đổi điều kiện yếm khí, hiếu khí trong dây chuyền xử lý bằng cách tuần hoàn lại sinh khối qua bể yếm khí hoặc qua bể hiếu khí. Bể hiếu khí Bể thiếu khí Bể yếm khí Nước vào Bể lắng Tuần hoàn bùn Cặn dư Hình 2.12: Sơ đồ dây chuyền khử nitơ và phospho kết hợp 2.3. GIỚI THIỆU CÔNG NGHỆ XỬ LÝ NƯỚC THẢI ĐƯỢC XỬ DỤNG PHỔ BIẾN ĐỂ XỬ LÝ NƯỚC THẢI CHẾ BIẾN THỦY SẢN HIỆN NAY Hiện nay nhìn chung các công ty, xí nghiệp, nhà máy, xưởng … chế bến thủy sản hiện nay thường áp dụng công nghệ kỵ khí UASB vì lượng chất hữu cơ trong nước thải quá cao. Công nghệ UASB có thể giải quyết tương đối vấn đề này. Hình 2.13: Quy trình xử lý nước thải của nhà máy chế biến thủy sản Gia Hòa + Thuyết minh quy trình: - Nước thải từ quá trình sản xuất và chế biến thủy sản bên trong công ty theo mạng lưới thoát nước sẽ đi vào hố thu H01 của hệ thống xử lý, qua song chắn rác thô để loại bỏ các tạp chất có kích thước lớn hơn 12mm. Các tạp chất này định kỳ được vớt bỏ bằng phương pháp thủ công hoặc cơ giới và được thải bỏ cùng với rác thải sinh hoạt . - Sau khi qua song chắn rác thô, nước thải vào bể điều hòa lưu lượng B02, tại đây nước thải sẽ được điều hòa lưu lượng và chất lượng, không khí được cung cấp vào ngăn chứa nhằm mục đích hạn chế môi trường kỵ khí dẫn đến phát sinh mùi hôi và khử một phần chất hữu cơ. - Sau khi qua bể điều hòa lưu lượng và nồng độ, nước thải sẽ được bơm vào bể xử lý sinh học kỵ khí UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket) B03. Thiết bị xử lý kỵ khí UASB có thể xử lý nước thải với tải trọng hữu cơ cao hơn rất nhiều lần so với các hệ thống xử lý hiếu khí truyền thống, do đó giảm được kích thước công trình, đồng thời còn thu hồi năng lượng từ khí methan sinh ra trong quá trình phân hủy chất hữu cơ trong nước thải. Mặt khác, tốc độ gia tăng lượng bùn trong thiết bị rất nhỏ, do đó giảm được chi phí và phương tiện xử lý bùn và giảm bớt công đoạn trong khi vận hành hệ thống. Thêm vào đó, công trình hiếu khí phía sau giảm được tải trọng chất hữu cơ, do đó giảm được thể tích công trình, giảm lượng bùn phát sinh và do đó giảm được kích thước của bể nén và hệ quả làm giảm được chi phí đầu tư. Trong thiết bị UASB, nước thải theo đường ống phân phối đi từ dưới lên qua lớp bùn vi sinh vật, chất hữu cơ được vi sinh vật hấp thụ ở bề mặt và bắt đầu quá trình phân hủy kỵ khí tạo ra CH4, CO2, và tế bào vi sinh vật mới. Theo kết quả thí nghiệm thời gian lưu nước trong bể từ 4 – 8 giờ thì khả năng phân hủy chất hữu cơ (COD) từ 85 – 95%, với COD đầu vào bể UASB từ 800mg/l – 4000mg/l thì sau khi qua công trình này hàm lượng COD vào công trình đơn vị kế tiếp (bể hiếu khí) từ 100mg/l – 400mg/l. - Sau khi công đoạn xử lý tại bể UASB , nước thải sẽ được dẫn về bể xử lý sinh học FBR – B04. Bể FBR có chế độ hoạt động liên tục theo cơ chế tăng trưởng dính bám trên vật liệu dính bám, rất thích hợp và linh hoạt để xử lý nước thải thủy sản. Bể B04 sẽ xử lý chất bẩn hữu cơ trong nước thải bằng bùn hoạt tính chứa vi sinh dính bám trong bể. Khí oxy được cung cấp từ máy thổi khí để duy trì hoạt động của vi sinh vật, tiến hành quá trình trao đổi chất. Các vi khuẩn hiếu khí sẽ tiêu thụ các chất hữu cơ trong nước và biến chúng thành CO2, H2O và một phần tế bào mới dưới dạng bùn sinh học. Cùng với chất trợ lắng polymer, bùn sinh học sẽ được lắng xuống đáy Bể lắng – B05 và tách ra định kỳ sang Bể phân hủy bùn – B07. - Sau khi lắng cặn tại bể B05, nước thải đi qua bể khử trùng B06. Bể khử trùng B06 thiết kế bằng công nghệ khử trùng Clorine. Hóa chất clorine sẽ oxi hóa các chất ô nhiễm còn lại, đồng thời tiêu diệt các vi khuẩn, vi rút và các hệ sinh vật gây hại trong nước thải trước khi xả ra nguồn. - Sau cùng, nước sau xử lý được thải ra nguồn tiếp nhận và đạt quy chuẩn xả thải nước thải thủy sản QCVN 11:2008 loại B. CÔNG NGHỆ SWIM-BED 2.4.1. Giới thiệu Công nghệ Swim bed là công nghệ mới có liên quan tới vật liệu mới: sợi acryl mang sinh khối- hay còn gọi là sợi sinh học-BF (biofringe) đã làm tăng hiệu quả xử lý các chất hữu cơ trong nước thải. BF cho phép bám dính một lượng lớn sinh khối vào một sợi linh động trên một vị trí cố định. Bằng cách tiếp cận này, sự linh động của sợi được gây ra bởi dòng nước thải tạo ra một chuyển động “Swimming” để làm tăng sự vận chuyển chất dinh dưỡng đến sinh vật dính bám (màng sinh học). Vì vậy, công nghệ Swim-bed kết hợp những ưu điểm giữa giá thể cố định và giá thể tầng sôi, không phụ thuộc vào điều kiện thủy lực để tránh đóng cặn hoặc nổi lên của giá thể trung gian và không yêu cầu màng che hoặc vách ngăn để ngăn ngừa sự ra ngoài của giá thể. 2.4.2. Cấu tạo và nguyên tắc hoạt động Swim-bed là bể phản ứng gồm 2 ngăn thông với nhau bởi một vách hướng dòng. Không khí được nạp vào sát đáy của một ngăn thông qua máy nén khí để trộn và cung cấp oxy cho nước thải đồng thời tạo dòng chảy lưu thông tuần hoàn trong bể phản ứng. Ngăn được nạp khí sẽ có dòng hướng lên được gọi là ngăn dòng hướng lên. Ngăn còn lại được gắn giá thể bio-fringe sẽ hình thành dòng chảy hướng xuống. Vật liệu bio-fringe được xoắn lại theo trục thẳng đứng trước khi được gắn vào bể. Những sợi ngang trên vật liệu có thể uốn cong linh hoạt trên sợi trục chính ở nhiều hướng khác nhau trong bể dưới tác dụng của dòng nước hình thành chuyển động bơi của sợi ngang. Chính điều này làm tăng cường hoạt động của sinh khối trên vật liệu. Vì vậy có thể khẳng định bể swim-bed là sự kết hợp những ưu điểm bể phản ứng giá thể cố định (fix-bed) và bể phản ứng tầng sôi (fluidized-bed). 2.4.3. Một số nghiên cứu trong và ngoài nước Joseph D.Rouse, 2004 đã nghiên cứu công nghệ Swim-bed sử dụng Bio-fringe làm giá thể bám dính. Hiệu quả xử lý chất hữu cơ cao với 80% COD được loại bỏ ở tải trọng thể tích cao đến 12 kg/m3ngày với thời gian lưu nước là 3h, khả năng dính bám là rất tốt với 133g sinh khối/m3giá thể. Taichi Yamamoto, 2006 nghiên cứu về khả năng xử lý nitrat hóa bán phần của bể phản ứng Swim-bed sử dụng Bio-fringe làm giá thể dính bám vi sinh vật trong quá trình xử lý kỵ khí nước thải chăn nuôi heo. Thành phần nitrat hóa bán phần là tương đối ổn định ở mức tải trọng nitơ 1,9kg/m3ngày mà không có bất kì hoạt động kiểm soát nào, chỉ có một phần nhỏ nitrat được sinh ra trong toàn bộ thời gian hoạt động và tỉ lệ ( N-NO2/ (N-NO2+N-NO3) luôn luôn trên 95%. Sen Qiao, Yuki 2008 nghiên cứu về quá trình nitrate hóa bán phần của bể swim-bed có bùn kỵ khí thô (SB) và bể swim-bed và có bùn hoạt tính (SBAS), đồng thời so sánh đặc tính bùn của từng bể. Khả năng chuyển đổi ammonium thành nitrate của từng bể tương ứng là 52,3% và 40% đối với tải trọng nitơ là 3kgN/m3ngày, với hiệu quả này chứng minh tiềm năng ứng dụng tốt quá trình annamox để loại bỏ nitơcủa bể SB. Bùn trong bể SB có tính chất tốt hơn so với SBAS. Yingjun Cheng và Kenji Furukawa nghiên cứu khả năng xử lý nước thải sinh hoạt bằng công nghệ Swim-bed dùng Bio-fringe là giá thể sinh học với sự kết hợp của 2 quá trình lơ lững và dính bám, khả năng xử lý chất hữu cơ của bể Swim-bed là rất tốt hiệu quả lên tới 80% với mức tải trọng hữu cơ lên tới 12kgCOD/m3ngày và thời gian lưu nhỏ hơn 3h cùng với khả năng dính bám là rất tốt với 133g sinh khối / m giá thể. Dõan Thu Hà, 2005 đã nghiên cứu công nghệ swim-bed sử dụng giá thể sinh học acryl-fiber(bio-fringe) đã được tiến hành để khảo sát hiệu quả loại bỏ ammonium của nó trong xử lý nước ngầm ở Hà Nội. Trong nghiên cứu này sử dụng hai bể phản ứng với số lượng khác nhau của biofringe (sợi đơn và sợi đôi). Hiệu suất loại bỏ ammonium là 95-100% ớ tải trong5the63 tích lên tới 0,22 và 0,48 kg/m3ngày tương ứng với thời gian lưu nước (HRT) ngắn là 3h và 1,3h tương ứng cho các bể sợi đơn và sợi đôi. Yoshinobu Yamagiwa đã tổng hợp một số nghiên cứu về sự phát triển của những phương pháp loại bỏ nitơ mới bằng cách sử dụng non-woven và vải lông acrylic làm giá thể dính bám của sinh khối. Các mô hình thí điểm nghiên cứu khả năng loại bỏ nitơ trong nước thải từ nhà máy sản xuất thuốc nhuộm đã được thực hiện. Quá trình loại bỏ nitơ thông qua quá trình nitrate hóa và khử nitrate hóa sử dụng vải lông như giá thể sinh học thiết lập. Quá trình Anammox, hiện thu hút nhiều sự chú ý như là một hướng mới về việc chuyển nitơ, đã được nghiên cứu để đạt được tỷ lệ loại bỏ nitơ cao hơn. CHƯƠNG 3: VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 3.1. VẬT LIỆU Nước thải Nước thải đầu vào là nước sau bể lắng 1, trước bể sinh học của khu chế biến và kinh doanh thủy hải sản thuộc Trung tâm thương mại Bình Điền. Mô hình Cấu tạo mô hình swim-bed: Mô hình được làm bằng nhựa gồm 2 ngăn, ngăn dòng hướng lên và ngăn dòng hướng xuống, được đặt song song theo phương thẳng đứng. Tiết diện mỗi khu vực lần lược là 100 ´ 100 mm và 100 ´ 25 mm. Chiều cao cột nước trong bể là 630 mm với thể tích chất lỏng tổng cộng là 11 lít. Giữa 2 khu vực thông nhau với chiều cao khoảng 70 mm ở bên dưới và 30 mm ở bên trên. Nước thải được dẫn vào phía dưới sâu của ngăn updraft, đồng thời khí cũng được thổi vào để xáo trộn và oxy hóa nước thải khi lưu thông trong bể phản ứng. Chiều dài vật liệu biofringe là 510 mm chứa khoảng 84 nhánh, mỗi nhánh có chiều dài 105mm. Hình a Hình b Hình 3.1: Mô hình thí nghiệm Nguyên lý hoạt động: Mô hình thí nghiệm bao gồm: Bể phản ứng swim-bed, bể lắng và các thiết bị phụ trợ khác Mô hình thí nghiệm hoạt động liên tục. Nước thải được bơm vào bể phản ứng. Tại bể phản ứng nước thải sẽ được xáo trộn bằng thiết bị thổi khí, với mục đích: 1) Tăng khả năng tiếp xúc của sợi bùn sinh học với nước thải, 2) Cung cấp đủ lượng oxi cần thiết cho vi sinh vật để vi sinh vật oxi hóa chất hữu cơ, tạo thành cacbonic và hơi nước. 3) Tránh hiện tượng đóng cặn dưới đáy bể phản ứng, 4) Giúp các sợi tua sinh học chuyển động trong nước. Quá trình sinh học xảy ra nhằm: loại bỏ COD và nitrat hóa nước thải. Nước thải sau khi qua bể phản ứng sẽ được dẫn đến bể lắng để tách phần bùn sinh học và phần nước: 1) Phần nước trong sẽ đi ra ngoài. 2) Phần bùn sinh học lắng: một phần được tuần hoàn và một phần được xả bỏ. Giá thể Giá thể bio-fringe được cấu tạo bởi các sợi dệt đa hợp ưa ẩm có kết cấu nhám, với nhiều lỗ rỗng trên bề mặt nên dễ dính bám các bông bùn. Hình 3.2: Giá thể biofringe Cấu tạo: giá thể này bao gồm một trục chính dài 510mm và những sợi nằm ngang có đường kính khoảng 3mm và dài 105mm. Chúng được xoắn lại khi cố định trong bể sao cho một chu kỳ xoắn có 3 sợi ngang. Sợi trục chính được làm bằng sợi polyester có độ bền cao, chịu được trọng lượng đến 200kg. Đường may nối các sợi nằm ngang và sợi trục chính có thể chịu được trọng lượng trên 70kg. Các sợi ngang là các sợi được cấu tạo từ ác sợi acrylic với mật độ 18 sợi / sợi ngang. Vùng kỵ khí Sợi vật liệu Vùng hiếu khí Hình a. cấu trúc của giá thể Hình b. cấu trúc sợi acrylic Hình 3.3 Cấu trúc giá thể bio-fringe Lớp màng vi sinh bám dính trên giá thể biofringe được phân thành hai vùng: bên trong là vùng kị khí, bên ngoài là vùng hiếu khí. Nhờ thế mà quá trình nitrat hóa và quá trình khử nitơ có thể xảy ra đồng thời. Bùn Bùn được lấy từ bể sinh học hiếu khí của khu chế biến và kinh doanh thủy hải sản thuộc Trung tâm thương mại Bình Điền. Trong đó sẽ bao gồm tập hợp nhiều loại vi sinh vật như: vi khuẩn, xạ khuẩn, nấm, và một số động vật hạ đẳng. Đây là tác nhân tham gia vào quá trình phân hủy các chất hữu cơ và các chất dinh dưỡng khác trong nước thải. PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 3.2.1. Xác định các thông số của bùn và của nước thải đầu vào 3.2.1.1. Xác định các thông số của bùn Xác định SS, MLSS bằng phương pháp trọng lượng Giấy lọc: Sấy 1050C đến khối lượng không đổi (khoảng 2h), hút ẩm trong 1h, cân – m1 Mẫu: Lấy 5ml (Vs), lọc qua giấy lọc đã sấy ở trên, sấy ở 1050C đến khối lượng không đổi, hút ẩm trong 1h, cân – m2 m2 (g) – m1 (g) MLSS(mg/l) = -------------------------- x 106 Vs (ml) 3.2.1.2 Xác định các thông số đầu vào của nước thải Bảng 3.1: Các phương pháp phân tích nước thải STT Thông số Phương pháp 1 pH Máy đo đa chỉ tiêu YSI 556MPS 2 Độ kiềm SMEWW 2320 – B 3 DO Máy đo đa chỉ tiêu YSI 556MPS 4 COD SMEWW 5220 – C 5 BOD5 SMEWW 5210 – B 6 N-NO2 SMEWW 4500 – NO2- - B 7 N-NO3 SMEWW 4500 – NO3- - E 8 TKN SMEWW 4500 – N 9 N-NH3 SMEWW 4500 - NH3 – F 10 TSS SMEWW 4500 - TSS 11 MLVSS Phương pháp trọng lượng a) Chạy giai đoạn thích nghi Theo dõi sự sinh trưởng và phát triển của vi sinh vật thông qua hiệu quả xử lý chất hữu cơ được đặc trưng bởi thông số COD. b) Giai đoạn tăng tải trọng Theo dõi khả năng xử lý của vi sinh vật ở các tải trọng hữu cơ khác nhau, tăng tải từ từ để xác định tải trọng tối đa có thể xử lý đạt hiệu quả cao. CHƯƠNG 4: KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 4.1. GIAI ĐOẠN THÍCH NGHI Trong giai đoạn này, mô hình được vận hành với nước đầu vào có nồng độ COD tương đối thấp, vào khoảng 200-300 mg/l do đó nước thải sẽ được pha loãng 5-6 lần. Ứng với nồng độ COD như trên thì tải trọng hữu cơ vào khoảng 0.5kg/m3ngày. Bùn nuôi cấy là bùn được lấy từ bể sinh học của hệ thống xử lý nước thải thuộc trung tâm thương mại Bình Điền. Hàm lượng MLSS được định ở mức 3000 mg/l. Máy thổi khí được điều chỉnh ở mức lưu lượng khí thổi 8 lít/phút nhằm cung cấp oxy cho quá trình hiếu khí đồng thời tạo dòng chảy hướng lên và xáo trộn bùn. 4.1.1. Hiệu quả xử lý COD Bảng 4.1 Sự biến thiên của COD COD tải trọng 0,5kg/ m3 ngày Thời gian (ngày) Đầu vào (mg/l) Đầu ra (mg/l) Hiệu suất (%) 1 205 72 64,88 2 236 68 71,19 3 245 66 73,06 4 240 57 76,25 5 263 71 73,00 6 256 85 66,80 7 220 56 74,55 8 260 65 75,00 9 243 58 76,13 10 264 42 84,09 11 254 45 82,28 12 260 40 84,62 13 270 36 86,67 14 246 32 86,99 15 258 29 88,76 Hình 4.1 Đồ thị biến thiên COD và hiệu quả xử lý theo thời gian Hình 4.1 cho thấy trong giai đoạn thích nghi sau 10 ngày khởi động mô hình đã cho hiệu quả xử lý khá cao, đạt trên 80%. Trong giai đoạn đầu do vi sinh vật chưa thích nghi với nước thải và điều kiện môi trường nên hiệu quả xử lý chưa cao. Mặt khác, do lượng vi sinh vật dính bám trên giá thể còn rất ít nên việc xử lý chủ yếu dựa vào vi sinh vật hiếu khí lơ lững. Sau 7 ngày vi sinh vật đã thích nghi với điều kiện sống, bắt đầu tăng sinh khối và bám dính trên giá thể, hiệu quả xử lý kết hợp của cả vi sinh vật dính bám và vi sinh lơ lững do đó hiệu quả xử lý tăng dần. Cuối giai đoạn thích nghi hiệu quả xử lý tăng cao trên 80% và dao động ổn định trong khoảng 80-90%. 4.1.2. Hiệu quả xử lý chất dinh dưỡng Bảng 4.2 Sự biến thiên các thông số cuối giai đoạn thích nghi Thông số Đơn vị Đầu vào Đầu ra pH --- 6,75 6,1 COD mg/l 258 29 T-P mg/l 3,8 2,3 T-N mg/l 59 25 N-NH4+ mg/l 50 26 N-NO3- mg/l 0,06 11,22 N-NO2- mg/l 0,05 1,025 Độ kiềm mg/l 112 2 Chỉ tiêu nitơ Cuối giai đoạn thích nghi giá trị nitơ tổng của dòng ra còn cao cho thấy hiệu quả xử lý nitơ chưa cao, đạt khoảng 37%. Tuy việc xử lý nitơ không cao nhưng thông số nitơ tổng vẫn giảm và thông qua các chỉ tiêu N-NO3-, N-NO2- , NH4+ cho ta thấy quá trình nitrat hóa và khử nitrat đã xảy ra. Ở giai đoạn thích nghi T-N giảm một phần do vi sinh vật sử dụng để chuyển hóa thành năng lượng phục vụ cho quá trình sống và tổng hợp tế bào. Một phần bị bay hơi do quá trình sục khí, và quá trình khử nitrat giải phóng nitơ. Chỉ tiêu phospho Cuối giai đoạn thích nghi quá trình xử lý phospho diễn ra làm cho nồng độ T-P giảm, tuy nhiên chỉ mới giảm nhẹ. Hàm lượng phospho giảm do vi sinh vật sử dụng để tổng hợp tế bào. Chỉ tiêu pH pH giảm trong nước đầu ra chứng tỏ quá trình nitrat hóa đang xảy ra trong bể sinh học làm tăng nồng độ ion H+. Vi khuẩn sử dụng nitơ, oxy, CO2 tạo nên những tế bào mới do đó độ kiềm trong bể phản ứng giảm [ Nguyễn Văn Phước, 2007]. 4.2. ĐÁNH GIÁ HIỆU QUẢ XỬ LÝ CHẤT HỮU CƠ 4.2.1. Hiệu quả xử lý COD Sau giai đoạn thích nghi, tiến hành khảo sát hiệu quả xử lý chất hữu cơ ở các tải trọng khác nhau tăng dần từ 0.5 kgCOD/m3 ngày lên 1 kgCOD/m3 ngày, 1.5 kgCOD/m3 ngày, 2 kgCOD/m3 ngày, 2.5 kgCOD/m3 ngày. Hiệu quả xử lý chất hữu cơ được đánh giá qua chỉ tiêu COD đầu vào và đầu ra của bể Swim-bed và được kiểm tra hằng ngày. Mô hình được vận hành với tải trọng hữu cơ tăng từ từ để tránh làm ức chế vi sinh vật. Hình 4.2: Đồ thị biến thiên COD đầu vào, đầu ra và hiệu suất theo thời gian Nhận xét: Bắt đầu vào mỗi giai đoạn tăng tải thì hiệu quả xử lý không cao, do vi sinh vật chưa thích nghi với tải trọng mới, nhưng càng về sau thì hiệu quả xử lý càng tăng và hiệu suất xử lý tương đối ổn định. Qua đó ta thấy được tính khả thi của việc áp dụng công nghệ swim-bed vào xử lý nước thải có hàm lượng hữu cơ cao. Hiệu quả xử lý đạt đến 94% ở tải trọng 2,5 kgCOD/m3 ngày. 4.2.2. Hiệu quả xử lý dinh dưỡng 4.2.2.1. Hiệu quả xử lý Nitơ: Hiệu quả xử lý dinh dưỡng được đánh giá thông qua khả năng loại bỏ nitơ và phospho và được theo dõi thông qua các chỉ tiêu T-N, NO3-, NO2-, T-P 200 180 160 Giá 140 Trị 120 T-N 100 80 60 40 20 0 1 kgCOD/m3ngay 1.5 kg COD/m3 ngay 2kg COD/m3 ngay 2.5kgCOD/m3ngay Hình 4.4: Đồ thị biến thiên T-N đầu vào, đầu ra và hiệu suất xử lý nitơ theo thời gian Nhận xét: Giá trị T-N bị tác động mạnh bởi giá trị NO3-, NO2- do quá trình nitrate hóa và khử nitrate hóa. Kết quả cho thấy hiệu quả xử lý nitơ không cao (dao động trong khoảng 20-50%). Hai quá trình nitrate hóa và khử nitrate hóa là hai quá trình xảy trong điều kiện ngược nhau: hiếu khí - kỵ khí, tự dưỡng - dị dưỡng. Do đó hai quá trình phải được phản ứng trong hai bể riêng biệt để tạo điều kiện phản ứng phù hợp với từng quá trình, nâng cao hiệu quả xử lý. [Nguyễn Văn Phước, 2007] Công nghệ swim-bed chủ yếu là quá trình hiếu khí, quá trình kỵ khí diễn ra một phần bên trong lớp vi sinh bám trên giá thể vì vậy hiệu quả xử lý nitơ còn hạn chế. Nguyên nhân của việc giảm T-N của nước đầu ra là: + Do vi sinh vật đã sử dụng để chuyển hóa thành năng lượng và tổng hợp tế bào sống. + Quá trình nitrate hóa và khử nitrate hóa thành nitơ tự do. + Bị bay hơi do quá trình sục khí. Quá trình nitrate hóa và khử nitrate hóa được theo dõi thông qua thông số N-NO3-, N-NO2-, và pH. 4,5 4 3,5 Gía 3 Trị 2,5 N-NO2- 2 1,5 1 0,5 0 1 kgCOD/m3ngay 1.5 kg COD/m3 ngay 2kg COD/m3 ngay 2.5kgCOD/m3ngay Hình 4.5: Đồ thị biến thiên N- NO2- theo thời gian. 100 90 80 giá 70 Trị 60 N-NO3- 50 40 30 20 10 0 Đầu ra Đầu vào 1 kgCOD/m3ngay 1.5 kg COD/m3 ngay 2kg COD/m3 ngay 2.5kgCOD/m3ngay ngày Tải trọng Hình 4.6: Đồ thị biến thiên N-NO3- theo thời gian Nhận xét: Nồng độ N-NO2-, N-NO3- của nước thải đầu vào rất thấp (hầu như không có N-NO2- <1 mg/l, N-NO3- < 3 mg/l). Quá trình nitrate hóa diễn ra khá mạnh làm cho nồng độ N-NO3- của nước đầu ra tăng cao. Nồng độ N-NO2-, N-NO3- của nước đầu ra dao động mạnh, điều này cho thấy quá trình nitrate hóa diễn ra không ổn định theo từng thời điểm khác nhau. Qua đó cũng cho ta thấy hiệu quả xử lý của swim-bed là không cao với nước thải có hàm lượng nitơ cao. Như vậy muốn xử lý đạt hiệu quả thì cần các công trình bổ trợ và sự kết hợp của nhiều quá trình: hiếu khí, thiếu khí, kỵ khí. 8 7 6 giá 5 Trị 4 pH 3 2 1 0 Ngày Tải trọng 1 kgCOD/m3ngay 1.5 kg COD/m3 ngay 2kg COD/m3 ngay 2.5kgCOD/m3ngay Hình 4.7: Sự biến thiên pH đầu vào và ra theo thời gian Nhận xét: Quá trình nitrate hóa xảy ra lấy CO2 trong nước thải giải phóng các ion H+ làm cho pH giảm và độ kiềm giảm. pH dao động trong khoảng 5,5-7,0. 4.2.2.2. Hiệu quả xử lý phospho: Ngày Tải trọng 1 kgCOD/m3ngay 1.5 kg COD/m3 ngay 2kg COD/m3 ngay 2.5kgCOD/m3ngay 12 10 8 giá 6 Trị 4 T-P 2 0 Đầu vào Đầu ra Hiệu suất Hình 4.8: Đồ thị biến thiên phopho đầu vào, đầu ra và hiệu suất xử lý phospho theo thời gian Nhận xét: Qua đồ thị ta thấy được hiệu quả xử lý phospho không ổn định qua thời gian ở các mức tải trọng. Nồng độ phospho giảm do vi sinh vật sử dụng để chuyển hóa thành năng lượng sống và tế bào mới. Tuy nhiên quá trình này chỉ làm giảm rất ít. Đặc điểm của quá trình sinh học xử lý phospho là sự luân phiên thay đổi hai quá trình kỵ khí và hiếu khí. Như vậy việc khử phospho đòi hỏi sự kết hợp của hai loại bể phản ứng kỵ khí/Anoxic và hiếu khí. [ Nguyễn Văn Phước, 2007] Do đó việc xử để việc xử lý phospho đạt hiệu quả cao cần cải tiến công nghệ swim-bed nhằm tạo ra vùng kỵ khí tốt hơn. 4.3. ĐÁNH GIÁ SINH KHỐI TẠO THÀNH: Hình 4.9: Sinh khối dính bám trên giá thể Sau khi ngừng hoạt đông thì trong bể có hai dạng vi sinh vật đó là vi sinh vật dạng lơ lững và vi sinh vật dạng dính bám. CHƯƠNG 5 KẾT LUẬN – ĐỀ XUẤT 5.1. KẾT LUẬN Kết quả nghiên cứu cho thấy việc ứng dụng công nghệ swim-bed vào xử lý nước thải chế biến thủy sản là khả thi do công nghệ này có thể xử lý chất hữu cơ tương đối tốt ở tải trọng khá cao. Hiệu quả xử lý COD có thể đạt được trên 90% ở tải trọng 2,5 kgCOD/m3.ngày Ở tải trọng 0,5 kgCOD/m3 .ngày hiệu quả xử lý đạt 64-89% Ở tải trọng 1,0 kgCOD/m3 .ngày hiệu quả xử lý đạt 79-92% Ở tải trọng 1,5 kgCOD/m3 .ngày hiệu quả xử lý đạt 87-94% Ở tải trọng 2,0 kgCOD/m3 .ngày hiệu quả xử lý đạt 85-95% Ở tải trọng 2,5 kgCOD/m3 .ngày hiệu quả xử lý đạt 87-94% Tuy nhiên việc xử lý nitơ tuy hiệu quả khá cao nhưng thiếu ổn định còn dao động mạnh. Ở tải trọng 1,0 kgCOD/m3 .ngày hiệu quả xử lý đạt 25-43% Ở tải trọng 1,5 kgCOD/m3 .ngày hiệu quả xử lý đạt 29-51% Ở tải trọng 2,0 kgCOD/m3 .ngày hiệu quả xử lý đạt 26-45% Ở tải trọng 2,5 kgCOD/m3 .ngày hiệu quả xử lý đạt 21-49% Hiệu quả xử lý phospho không cao và không ổn định ở tất cả các tải trọng hữu cơ. Do đó muốn ứng dụng công nghệ swim-bed vào thực tế để xử lý nước thải cần phải cải tiến công nghệ và kết hợp với một số công trình sinh học khác để xử lý triệt để các tác nhân gây ra ô nhiễm. 5.2. ĐỀ XUẤT Qua việc nghiên cứu đề tài này và thông qua các nghiên các nghiên cứu của một số nghiên cứu sinh nước ngoài, công nghệ Swim-bed đã chứng tỏ khả năng xử lý chất hữu cơ cho hiệu quả cao hơn một số công nghệ hiên đang xử dụng. Thế nhưng tại Việt Nam thì công nghệ Swim-bed còn khá mới mẻ, các nghiên cứu về công nghệ này còn nhiều giới hạn và hiện vẫn chưa có một quy trình công nghệ xử lý nước thải nào tại Việt nam áp dụng công nghệ swim-bed để xử lý nước thải. Trong quá trình thực hiện đề tài này thì tôi có một số ý tưởng nhưng vì thời gian không cho phép nên tôi không thể thực hiện ý tưởng của mình. Tôi hy những nghiên cứu sinh sau này nếu có làm về công nghệ swim-bed hãy xem xét ý tưởng của tôi. Tôi xin đề xuất ý tưởng của mình ra đây: Thứ nhất: cần có nhiều nghiên cứu hơn về công nghệ Swim-bed, thử nghiệm với nhiều loại nước thải khác nhau. Thứ hai: thay thế giá thể bio-fringe (hiện nay đang sử dụng giá thể nhập từ công ty Net của Nhật Bản) bằng các giá thể tự chế thay thế, vừa đơn giản, cho hiệu quả cao đồng thời có thể dùng các nguyên liệu tái chế để góp phần bảo vệ môi trường và giảm chi phí xử lý. Thứ ba:cải tiến mô hình, kết hợp các quá trình kỵ khí, thiếu khí, hiếu khí để xử lý nitơ và phospho được tốt hơn, nhằm giải quyết triệt để chất gây ô nhiễm. Thứ tư: nghiên cứu ứng dụng swim-bed vào thực tiễn. Với những đề xuất mà tôi đưa ra tôi hy vọng sẽ có nhiều hơn những nghiên cứu về công nghệ swim-bed cũng như các công nghệ xử lý các loại nước thải khác nhằm giải quyết triệt để vấn nạn ô nhiễm môi trường và vấn đề thiếu nước ngọt cho sinh hoạt và sản xuất như hiện nay. TÀI LIỆU THAM KHẢO Tài liệu trong nước: Nguyễn Đức Lượng, Nguyễn Thị Thùy Dương (2003). Công nghệ sinh học môi trường, tập 1-công nghệ xử lý nước thải. Đại học Bách Khoa TPHCM. Nguyễn Đức Lượng, Nguyễn Thị Thùy Dương (2008). Công nghệ sinh học môi trường, tập 2-xử lý chất thải hữu cơ. Đại học Bách Khoa TPHCM. Trần Văn Nhân, Ngô Thị Nga (2006). Giáo trình công nghệ xử lý nước thải. NXB Khoa Học Kỹ Thuật. Lê Hoàng Nghiêm, Nguyễn Phước Dân (2009). Bài giảng kỹ thuật xử lý nước thải. Đại học Bách Khoa TPHCM. Lâm Vĩnh Sơn (2007), Bài giảng thực hành xử lý nước thải. Đại học Kỹ Thuật Công Nghệ TP.HCM Nguyễn Văn Phước, Nguyễn Thị Thanh Phượng (2005). Thí nghiệm hóa kỹ thuật môi trường, phần 1-phân tích chất lượng nước. Đại học Quốc Gia TPHCM. Nguyễn Văn Phước, Nguyễn Thị Thanh Phượng (2006). Giáo trình kỹ thuật xử lý chất thải công nghiệp. NXB xây dựng. Nguyễn Văn Phước (2007), Giáo trình công nghệ xử lý nước thải công nghiệp, NXB Đại học quốc gia TP.HCM Tài liệu nước ngoài: APHA, AWWA, WPCF (1999). Standard methods for the Examination of Waterand Wastewater. 20th Edition. American Public Health Association, Washington, D.C. Doan Thu Ha, Ryoichi. K, Tohichirou. K, Kenji Furukawa (2005). Nitrification of Ammonium-Contaminated Hanoi Groundwater using Swim-Bed Technology. In: Japanese Journal of Water Treatment Biology Vol.41, No.3, 141-152. Joseph D. Rouse, D. Y, Y. C, T. K, Kenji Furukawa (2004). Swim bed technology as an Innovative Attached – growth Processing for High-rate Wastewater Treatment. Japanese Journal of Water Treatment Biology Vol.40, No.3, 115-124. Tài liệu điện tử: Networking of Engineering and Textile processing (NET Co., Ltd). Manual for experiments using BF ( Networking of Engineering and Textile processing (NET Co., Ltd). Samples of wastewater treatment date ( Yingjun Cheng (2006). Advanced wastewater treatment using acyle-resin fiber biomass carrier. KUMAMOTO UNIVERSITY, JAPAN.