Khóa luận Nghiên cứu hiệu quả xử lý nước thải thuỷ sản Công Ty TNHH ANGST – TRƯỜNG VINH bằng mô hình lọc sinh học hiếu khí

øm cho nước ngả màu hồng. Khuê tảo (Melosira, Navicula) làm cho nước có màu vàng nâu. Chrisophit làm cho nước có màu vàng nhạt. Tảo phát triển còn làm cho nước có nhiều mùi khó chịu như mùi cỏ, mùi thối g) Một số nguyên sinh động vật (protozoa) Động vật nguyên sinh là một tổ chức lớn nằm trong nhóm Eukaryotic, với hơn 50.000 loài đã được biết đến. Thật ra, động vật nguyên sinh là các sinh vật đơn bào nhưng cấu trúc tế bào phức tạp hơn, lớn hơn các vi khuẩn. Kích thước các động vật nguyên sinh thay đổi trong 4 – 500 micromet. Các nhóm động vật nguyên sinh chính được phân chia dựa vào phương thức vận động của chúng. Dạng thứ nhất là Mastigophara, là các động vật nguyên sinh có nhiều roi – flagella, ví dụ như Giardia lamblia. Dạng thứ hai là Ciliophora, có roi ngắn hơn hay còn gọi là lông mao – cilia, ví dụ như Stalked. Dạng thứ ba là Sarcodina, có kiểu chuyển động nhu amip (lướt đi trong nước, hình dạng của chúng thay đổi theo các động tác di chuyển này) Các động vật nguyên sinh ăn các chất hữu cơ để sống và thức ăn ưa thích của chúng là các vi khuẩn. Các yếu tố như: chất độc, pH, nhiệt độ đều ảnh hưởng đến tốc độ tăng trưởng của chúng. Giardia lambia- cá thể dinh dưỡng dạng roi Amip hình ảnh về Vorticella Convallaria Hình 3.5: Một số động vật nguyên sinh trong xử lý nước thải. h) Ricketxi Theo phân loại của Bergey, Ricketxi được chia làm 2 giống: Rickettsia và Coxiella. Về kích thước nói chung, Ricketxi nhỏ hơn vi khuẩn và lớn hơn virut, chúng có dạng hình que ngắn (0,3 – 0,6 micromet), hình cầu hay hình sợi. Phần lớn Ricketxi có đời sống ký sinh bắt buộc, một số phát triển trong tế bào chất của vật chủ, còn một số khác lại phát triển trong nhân tế bào, và một số chỉ phát triển nơi tiếp giáp giữa nhân tế bào và nguyên sinh chất. Cơ thể Ricketxi chứa khoảng 30% protein, ngoài ra còn có nhiều lipit trung tính, photpholipit và hydratcacbon. Hàm lượng AND thường chiếm 9% so với trọng lượng khô tế bào, còn hàm lượng ARN thì không ổn định. Về hình dáng, kích thước, Ricketxi gần giống với virut, chỉ khác ở cách sinh sản. Ricketxi sinh sản bằng cách phân cách. Ngoài ra trong tế bào của chúng đồng thời có cả AND và ARN. i)Archaea (Cổ khuẩn) Cổ khuẩn là nhóm vi sinh vật có nguồn gốc cổ xưa. Khác với vi khuẩn, lipid của màng tế bào Archae chứa liên kết ether giữa axit béo và glycerol, trong đó 2 loại lipid chính là glycerol diether và diglycerol tetraether. Archaea còn chứa một lượng lớn axit béo không phân cực. Archaea có phương thức biến dưỡng đa dạng, tự dưỡng hoặc dị dưỡng cacbon, và có thêm phương thức biến dưỡng mới dẫn đến sự tạo thành methane. Chúng bao gồm các nhóm vi khuẩn có thể phát triển được trong môi trường cực đoan (extra), chẳng hạn như nhóm ưa mặn (Halobacteriales) hiện diện trong các môi trường có nồng độ muối cao, không tăng trưởng được khi nồng độ muối thấp hơn 1,5M, tăng trưởng được ở nồng độ muối bão hoà; nhóm ưa nhiệt (Thermococcales, Thermoproteus, Thermoplasmatales) thường hiện diện trong những đống thải than đá tự phát nhiệt; nhóm kỵ khí sinh metan (Methanococcales, Methanobacteriales, Methanomicrobiales); và nhóm vi khuẩn lưu huỳnh ưa nhiệt (Sulfobales, Desulfurococcales). Những nghiên cứu gần đây cho thấy Archaea ngày càng có mặt nhiều trong các loại môi trường sống khác nhau, đặc biệt là quá trình kỵ khí trong xử lý nước thải bằng phương pháp sinh hoá, chúng đóng vai trò khá quan trọng trong việc tạo ra CH4. 3.3.2.4 Hoạt động sống của vi sinh vật trong nước thải Nước thải mới thường ít vi sinh vật, đặc biệt nước thải công nghiệp đã qua công đoạn xử lý nhiệt, có khi lúc đầu không có vi sinh vật. Nước thải trong hệ thống thoát nước sau một thời gian, dù rất ngắn, cũng đủ điều kiện để vi sinh vật thích nghi, sinh sản và phát triển tăng sinh khối (trừ những nước thải có chất độc, chất ức chế hoặc diệt vi sinh vật, như nước thải có hàm lượng kim loại nặng, các chất hữu cơ và vô cơ có tính độc) Sau một thời gian sinh trưởng, chúng tạo thành quần thể vi sinh vật có trong nước, đồng thời kéo theo sự phát triển của các giới thuỷ sinh. Quần thể vi sinh vật ở các loại nước thải là không giống nhau. Mỗi loại nước thải có hệ vi sinh vật thích ứng. Song, nói chung vi sinh vật trong nước thải đều là vi sinh vật hoại sinh và dị dưỡng. Chúng không thể tổng hợp được các chất hữu cơ làm vật liệu tạo tế bào mới, trong môi trường sống của chúng cần phải có mặt các chất hữu cơ để chúng phân huỷ, chuyển hoá thành vật liệu xậy dựng tế bào, đồng thời chúng cũng phân huỷ các hợp chất nhiễm bẩn trong nước đến sản phẩm cuối cùng là CO2 và nước hoặc tạo thành các loại khí khác (CH4, H2S, indol, mecaptan, scatol, N2). 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 (trong nước thải vi khuẩn chiếm đa số trong hệ vi sinh vật) bằng cách hấp phụ hay keo tụ sinh học, sau đó sẽ xảy ra quá trình dị hoá và đồng hoá. Qúa trình dị hoá là quá trình phân huỷ các chất hữu cơ có khối lượng phân tử lớn, có cấu trúc phân tử là mạch dài thành các hợp chất có mạch ngắn, có khối lượng thấp hoặc thành các đơn vị cấu thành, có thể đi qua được màng vào trong tế bào và chuyển vào quá trình phân huỷ nội bào (hô hấp hay oxy hoá tiếp) hay chuyển sang quá trình đồng hoá. Quá trình tự làm sạch trong nước diễn ra rất phức tạp. Có 3 quá trình tự làm sạch trong nước: tự làm sạch vật lý, tự làm sạch hoá học và tự làm sạch sinh học. Quá trình tự làm sạch sinh học diễn ra thường xuyên và mạnh mẽ nhất, quá trình này quyết định mức độ tự làm sạch toàn diện của nước. Quá trình tự làm sạch sinh học xảy ra do động vật, thực vật và cả vi sinh vật, trong đó vi sinh vật đóng vai trò quan trọng nhất. Như vậy, quá trình làm sạch nước thải gồm 3 giai đoạn: Các hợp chất hữu cơ tiếp xúc với bề mặt tế bào vi sinh vật. Khuyếch tán và hấp thụ các chất ô nhiễm nước qua màng bán thấm vào trong tế bào vi sinh vật. Chuyển hoá các chất này trong nội bào để sinh ra năng lượng và tổng hợp các vật liệu mới cho tế bào vi sinh vật. Các giai đoạn này có mối quan hệ rất chặt chẽ. Kết quả là nồng độ các chất nhiễm bẩn nước giảm dần, đặc biệt là vùng gần tế bào vi sinh vật nồng độ chất hữu cơ ô nhiễm thấp hơn ở vùng xa. Đối với sản phẩm do tế bào vi sinh vật tiết ra thì ngược lại. Phân huỷ các chất hữu cơ chủ yếu xảy ra trong tế bào vi sinh vật. Quá trình chuyển hoá vật chất trong tế bào vi sinh vật gồm hàng loạt các phản ứng hoá sinh với hai quá trình đồng hoá và dị hoá, chủ yếu là các phản ứng oxy hoá khử. Mỗi phản ứng oxy hoá đều có enzyme xúc tác thích ứng. Phản ứng dị hoá cắt các chất hữu cơ mạch dài, phân chia các chất hữu cơ phức tạp thành các đoạn đơn giản hơn kèm theo sự giải phóng năng lượng sinh học. Phản ứng đồng hoá thành các chất hữu cơ phức tạp từ các chất hợp phần đơn giản (các sản phẩm trung gian của quá trình dị hoá) và cần cấp năng lượng sih học (thường lấy từ năng lượng được giải phóng của các phản ứng dị hoá). 3.3.3. Sự tăng trưởng của tế bào vi sinh vật Sự tăng trưởng của vi sinh vật là qua strình sinh sản (tăng số lượng, kích thước tế bào) và tăng sinh khối (tăng khối lượng) quần thể vi sinh vật. Hiệu quả của sự dinh dưỡng (đồng thời là sự giảm BOD, COD, TOC, ) là quá trình tổng hợp các bộ phận của cơ thể tế bào và sự tăng sinh khối. Tất cả những biến đổi về hình thái, sinh lý trong cơ thể được tổng hợp thành khái niệm “phát triển”. Trong quá trình xử lý nước thải sự sinh trưởng cũng là sự tăng số lượng tế bào, và sự thay đổi kích thước tế bào được phản ánh qua sự tăng sinh khối của vi sinh vật. Tốc độ sinh trưởng của vi sinh vật phụ thuộc vào điều kiện bên ngoài, đặc tính sinh lý và trạng thái tế bào. Vi sinh vật sinh sản chủ yếu bằng cách phân đôi tế bào. Thời gian để tăng gấp đôi số lượng vi sinh vật tối thiểu được gọi là thời gian sinh trưởng/thời gian thế hệ thường từ 20 phút đến vài ngày. Khi các chất dinh dưỡng cạn kiệt, pH và nhiệt độ..của môi trường thay đổi ngoài các trị số tối ưu thì quá trình sinh sản bị dừng lại. 3.3.4. Vi sinh vật trong các công trình xử lý nước thải: Các vi sinh vật dùng trong xử lý nước thải gồm nhiều loại khác nhau như: vi khuẩn, nấm, tảo, nguyên sinh động vật và động thực vậy. Tuỳ theo công nghệ xử lý mà người ta có thể sử dụng nhóm này hay nhóm khác. 3.3.4.1. Vi sinh vật lên men kỵ khí: Nhiều nghiên cứu đã cho thấy có rất nhiều loại vi sinh vật tham gia vào quá trình phân huỷ chất hữu cơ ở điều kiện kỵ khí: Giai đoạn thuỷ phân: thuỷ phân các hydratcacbon, protein, lipid thành các monomer để có thể hấp thụ qua màng tế bào bởi các vi sinh vật kỵ khí tuỳ tiện có chứa các hệ men ngoại bào như proteaza, lipaza, cellulaza. Các vi sinh vật này rất phổ biến và phát triển nhiều trong tự nhiên trong đó có cả nhóm vi khuẩn E.coli, B.subtilus. Giai đoạn lên men axit: nhóm khuẩn, nấm mốc và Protozoa không tạo CH4 thực hiện việc lean men axit các sản phẩm thuỷ phân thành các chất hữu cơ đơn giản. Trong 3 nhóm vi khuẩn hiếu khí, kỵ khí tuyệt đối và kỵ khí tuỳ tiện thì vi khuẩn kỵ khí tuỳ tiện là nhóm tạo axit chủ yếu. Những vi khuẩn kỵ khí tuỳ tiện phân huỷ protit và vi khuẩn amon hoá axit amin, thường gặp có thể kể đến là Clostridium spp; Lactobacillus spp; Desulfovibrio spp; Corynebacterium spp; Actinomyces; Staphylococcus; Escherichia coli. Vài loại vi khuẩn hiếu khí cũng tham gia vào giai đoạn đầu của quá trình lên men kỵ khí axit như loài Pseudomonas, Flavobacterium, Alcaligenes, Micrococcus, Sarcinavulgaris, Escherichia coli. Trong bể phân huỷ kỵ khí còn thấy sự có mặt các vi khuẩn khử sunfat như Desulflovibrio, các vi khuẩn phân huỷ protid tạo hydrosunfua. Nhiều loại nấm mốc như Benicillium, Fusarium, Mucor,.các Protozoa cũng tham gia vào quá trình lên axit. Nhưng nhìn chung giai đoạn này vi khuẩn kỵ khí đóng vai trò chủ yếu còn vi khuẩn hiếu khí, nấm mốc, Protozoa chỉ đóng vai trò thứ yếu. Giai đoạn lên men kiềm: các axit béo dễ bay hơi và các sản phẩm trung gian sẽ tiếp tục phân huỷ thành CH4 và CO2 làm cho môi trường trở nên kiềm hoá. Trong giai đoạn chuyển từ lên men axit sang lên men kiềm, các vi sinh vật hiếu khí bị tiêu diệt dần dần và hoàn toàn. Các vi sinh vật kỵ khí bắt buộc phát triển mạnh và vi khuẩn metan phát triển rất mạnh. Ơû giai đoạn này các vi khuẩn metan đóng vai trò chủ yếu trong sự phân huỷ tiếp các hợp chất hữu cơ. Đây là loại vi khuẩn kỵ khí tuyệt đối rất khó phân lập. Các vi khuẩn metan hiện đã phân lập là Methanobacterium, Methenosacrina, Methanococcus, Methanobrevibacter, Methanolthrix. Các loại vi khuẩn CH4 khác nhau chỉ có thể sử dụng một số chất nền nhất định trong môi trường khác nhau làm nguồn dinh dưỡng. 3.3.4.2.Vi sinh vật lên men hiếu khí: Tác nhân sinh trưởng lơ lửng: Hệ vi sinh vật trong các quá trình này bao gồm tất cả các loại vi khuẩn và các Eukarya cực nhỏ, có thể phân chia thành 5 nhóm chính: các vi sinh vật dạng bọt khí, thực vật hoại sinh, các vi khuẩn nitrat hoá, động vật ăn thịt và các sinh vật gây hại. Các vi sinh vật tạo bọt khí: có vai trò rất quan trọng trong quá trình chuyển hoá sinh học với tác nhân sinh trưởng lơ lửng, bởi vì nếu không có chúng thì sinh khối không thể được phân chia từ quá trình xử lý nước thải hay các chất ô nhiễm hữu cơ dạng keo không thể bị đào thải. Các vi sinh vật tạo bọt khí thường là động vật nguyên sinh và nấm, chúng làm cho vi khuẩn kết bông lại. Tuy nhiên chiếm ưu thế hơn hẳn vẫn là các vi khuẩn trong đó Zooglea ramigera đóng vai trò khá quan trọng Vi sinh vật hoại sinh: là các vi sinh vật có khả năng phân huỷ các hợp chất hữu cơ. Đây là các vi khuẩn dị dưỡng đầu tiên và hầu hết chúng ở dạng kết chùm. Các vi sinh vật hoại sinh cũng được chia làm 2 loại: phân huỷ sơ cấp và thứ cấp. Loài Saprophytes chủ yếu là các gram âm, ngoài ra còn có Achorombacter, Alcaligenes, Bacillus, Flavobacterium, Micrococcus và Pseudomonas. Các vi khuẩn nitrat hoá: thực hiện quá trình chuyển hoá N-NH3 thành N-NO3 , và có thể được thực hiện bởi cả hệ vi sinh vật dị dưỡng và tự dưỡng. Quá trình nitrat hoá trong hệ thống xử lý nước thải thường được xem là do các vi khuẩn tự dưỡng, đầu tiên có thể kể đến là loài Nitrosomonas và Nitrobacter. Nitrosomonas oxy hoá N-NH3 thành N=NO3 nhưng có kèm theo sản phẩm trung gian, trong khi đó Nitrobacter oxy hoá N=NH3 trực tiếp sang dạng N-NO3 . Loài động vật ăn thịt: chính trong quá trình chuyển hoá sinh học với tác nhân sinh trưởng lơ lửng là các động nguyên sinh (protozoa), thức ăn chính của chúng là các vi khuẩn. Có khoảng 230 loài đã được xác định là có tham gia vào quá trình xãy ra trong bùn hoạt tính và chúng có thể tạo ra khoảng 5% sinh khối trong hệ thống. Những loài có roi thường là các động vật nguyên sinh chiếm ưu thế, cả về số lượng lẫn khối lượng sinh khối. Trong một số trường hợp, cả amip và loài có roi có thể hiện diện với số lượng rất nhỏ, nhưng chúng vẫn đóng vai trò hết sức quan trọng cho quá trình lắng đọng và ổn định hệ thống. Các sinh vật gây hại: trong quá trình chuyển hoá sinh học với tác nhân sinh trưởng lơ lửng, vấn đề phát sinh nhiều nhất là việc loại bỏ sinh khối từ nước thải đã qua xử lý, nguyên nhân chính là do các vi khuẩn dạng sợi và các loại nấm. Các vi khuẩn dạng sợi tồn tại với số lượng nhỏ là điều rất tốt, giúp ổn định các phân tử bọt nhưng nếu số lượng quá lớn thì lại là điều không tốt. Loài vi khuẩn tiêu biểu là Sphaerotilus natans. Một tác nhân gây hại nữa trong sinh trưởng lơ lửng là việc thừa bọt trong hệ thống. Điều này gây ra trước hết là do vi khuẩn Nocardia và các loài Microthrix pavicella. Vì Nocardia và Microthrix pavicella là các tế bào không ưa nước trên bề mặt, chúng tạo ra các bong bóng trên mặt nước nơi chúng ở, vì vậy tạo ra bọt khí và gây ra hiện tượng dư bọt. Các tác động này cũng tạo ra tương tự vùng thiếu oxy trong hệ thống sinh trưởng lơ lửng kéo theo sự gia tăng của vi khuẩn khử nitrat hoá. Quá trình này có thể được hoàn toàn bởi một số lượng lớn các vi khuẩn tìm thấy trong hệ thống xử lý nước bao gồm: Aerobacter, Alcaligenous, Bacillus, Flavobacterium, Micrococcus, Proteus, và Pseudomonas. a.1) Vi sinh vật hiện diện trong hệ thống bùn hoạt tính: Thành phần vi sinh vật hiện diện trong hệ thống bùn hoạt tính chứa 70-90% chất hữu cơ; 10-30% chất vô cơ. Vi khuẩn, nấm, Protozoa, rotifer, metazoan hiện diện trong hệ thống bùn hoạt tính. Vi khuẩn chiếm ưu thế (90%) trong hệ thống xử lý. Sự phát triển của vi khuẩn phụ thuộc vào điều kiện môi trường , các yếu tố về thiết kế, vận hành hệ thống và tính chất của nước thải. Vi khuẩn có kích thước trung bình từ 0.3-1µm. Trong hệ thống bùn hoạt tính có hiện diện của vi khuẩn hiếu khí tuyệt đối, vi khuẩn tuỳ nghi và vi khuẩn kị khí. Một số vi khuẩn dị dưỡng thông thường trong hệ thống bùn hoạt tính gồm có: Achromobacter, Alcaligenes, Citromonas, Flavobacterium, và Zoogloea. Hai nhóm vi khuẩn chịu trách nhiệm cho việc chuyển hoá ammoniac thành nitrat là: vi khuẩn Nitrobacter và Nitrosomonas. Nấm: là cấu tử thuộc hệ thống bùn hoạt tính, các vi sinh vật đa bào này tham gia vào quá trình trao đổi chất và cạnh tranh với vi khuẩn trong môi trường hoạt động. Chỉ có một lượng nhỏ nấm có khả năng oxy hoá NH3 thành nitrit và nitrat. Các loại nấm thông thường là: Sphaerotilus natans và Zoogloea sp. Protozoan: là vi sinh vật có kích thước 10-100 µm được phát hiện trong hệ thống bùn hoạt tính. Đây là nhóm vi sinh vật chỉ thị cho hoạt động của hệ thống xử lý nước thải. Trong hệ thống bùn hoạt tính, protozoan được chia làm 4 nhóm chính: protozoa, amip, flagellates, và ciliates ( dạng bơi tự do, dạng bò trường, dạng có tiêm mao). + Amip: thường xuất hiện trong nước thải đầu vào, nhưng không tồn tại lâu tại các bể hiếu khí. Amip chỉ sinh trưởng nhanh trong các bể hiếu khí có tải cao. Chúng di chuyển chậm và khó cạnh tranh thức ăn, nhất là khi nguồn thức ăn bị hạn chế, nên chúng chỉ chiếm ưu thế tại các bể hiếu khí trong một thời gian ngắn. Thức ăn của Amip là các chất hữu cơ kích thước nhỏ. Hệ thống bùn hoạt tính xuất hiện nhiều Amip chứng tỏ đang bị sốc tải. Khi đó DO thấp (Amip tồn tại được lâu trong môi trường có DO thấp). + Flagellates: ngay sau khi amip bắt đầu biến mất, nhưng nước thải vẫn còn chứa một lượng chất hữu cơ cao, thì flagellates xuất hiện. Phần lớn Flagellates hấp thụ các chất dinh dưỡng hoà tan. Cả Flagellates và vi khuẩn đều sử dụng chất hữu cơ. Tuy nhiên, khi thức ăn giảm Flagellates khó cạnh tranh thức ăn với vi khuẩn nên giảm số lượng. Nếu Flagellates xuất hiện nhiều ở giai đoạn ổn định, điều này chứng tỏ nước thải vẫn còn chứa một lượng lớn chất hữu cơ hoà tan. + Ciliates: thức ăn của Ciliates là vi khuẩn và các chất đặc trưng. Ciliates cạnh tranh nguồn thức ăn với Rotifer. Sự hiện diện của Ciliates chứng tỏ bùn hoạt tính tốt, đã tạo bông và phần lớn các chất hữu cơ đã được loại bỏ. Có 3 loại Ciliates : các Ciliates bơi tự do xuất hiện khi Flagellates bắt đầu biến mất, số lượng vi khuẩn tăng cao; chính vi khuẩn là nguồn thức ăn của Ciliates bơi tự do này. Các loài Ciliates trườn, bò: khi thức ăn bùn lớn và ổn định, loài Ciliates này chui vào trong bùn, cạnh tranh thức ăn với loài Ciliate bơi tự do là nhờ vào khả năng này. Các Ciliate có tiêm mao: xuất hiện ở bùn đã ổn định, trong các loại bùn này thì chúng và các loài Ciliate trườn, bò cạnh tranh nhau về thức ăn. Ciliates hiện diện trong hệ thống bùn hoạt tính là: Aspidisca costata, Carchesium polypinum, Chilodonella uncinata, Opercularia coarcta và O.microdiscum, Trachelophyllum pusillum, Vorticella convallaria và V.microstoma. Ciliates có nhiệm vụ loại bỏ E.coli bằng cách ăn hoặc tạo cụm. Trong thực tế,bùn hoạt tính có thể khử 91-99% E.coli. + Rotifer: là động vật đa bào có hai bộ tiêm mao chuyển động xoay tròn, làm cho hình dạng của chúng như hai bánh xe xoay đối nhau. Chúng di động nhanh trong nước, có khả năng xáo trộn mạnh nguồn nước tìm nguồn thức ăn, giống như Protozoa. Đây là vi sinh vật hiếu khí tuyệt đối, khá nhạy cảm với độc tính của nước thải. Chúng thường xuất hiện trong hệ thống bùn hoạt tính đã ổn định, nước có hàm lượng hữu cơ thấp. Rotifer hiếm khi được phát hiện với số lượng lớn trong hệ thống xử lý nước thải. Vai trò chính của Rotifer là loại bỏ vi khuẩn và kích thích sự tạo bông của bùn. Chính Rotifer sử dụng vi khuẩn không tạo bông, làm giảm độ đục của nước thải. Các màng nhầy được Rotifer tiết ra ở miệng và chân giúp bùn kết bông dễ dàng. Rotifer can thời gian khá dài để thích nghi trong quá trình xử lý. Rotifer phát triển trong bùn cũ và điều kiện oxy nay đủ. Nhạy cảm với độc tố và sự thay đổi thành phần nước thải. Virut: cũng được phát hiện trong hệ thống bùn hoạt tính và việc loại bỏ virut nhờ cơ chế đối kháng sinh học, sự hấp phụ, quá trình khử các chất lơ lửng, các chất keo, quá trình thổi khí, Sau nay là bảng tóm tắc một số giống vi khuẩn chính có trong bùn hoạt tính và chức năng chính của chúng khi tham gia xử lý nước thải: Bảng 3.1: chức năng của một số vi khuẩn trong bùn hoạt tính STT Vi khuẩn Chức năng 1 Pseudomonas Phân huỷ hydratcacbon, protein, các chất hữu cơ.và khử nitrat 2 Arthrobacter Phân huỷ hydratcacbon 3 Bacillus Phân huỷ hydratcacbon, protein. 4 Cytophaga Phân huỷ polimer 5 Zoogloea Tạo thành chất nhầy (polisaccarit), chất keo tụ 6 Acinetobacter Tích luỹ poliphosphat, khử nitrat 7 Nitrosomonas Nitrit hoá 8 Nitrobacter Nitrat hoá 9 Sphaerotilus Sinh nhiều tiêm mao, phân huỷ các chất hữu cơ 10 Alkaligenes Phân huỷ protein, khử nitrat 11 Flavobacterium Phân huỷ protein 12 Nitrococus denitrificans Khử nitrat (khử nitrat thành N2) 13 Thiobaccillus denitrificans 14 Acinetobacter 15 Hyphomicrobium 16 Desulfovibrio Khử sunfat, khử nitrat b) Tác nhân sinh trưởng bám dính: Các vi khuẩn tạo thành bazơ từ chuỗi thức ăn thông qua hoạt động của chất hữu cơ trong nước thải đã được xử lý. Các chất hoà tan tăng lên một cách nhanh chóng trong khi các phân tử keo bị suit giảm tạo thành các lớp sệt. Tại đó, chúng trải qua quá trình gắn kết với enzyme ngoại bào, giải phóng một lượng nhỏ phân tử mà chúng chuyển hoá được. Hệ vi khuẩn gồm có thức vật hoại sinh sơ cấp và thứ cấp, giống như trong hệ thống tác nhân sinh trưởng lơ lửng, bao gồm các loài: Achromobacterium, Alcaligenes, Flavobacterium, Pseudomonas, Sphaerotilus và Zooglea. Tuy nhiên không hoàn toàn giống như trong hệ thống tác nhân sinh trưởng lơ lửng, sự phân bố các loài này có thể thay đổi vị trí trong các phản ứng. Tác nhân sinh trưởng bám dính cũng bao gồm vi khuẩn nitrat hoá, như các loài Nitrosomonas và Nitrobacter, thường được phát hiện ở những vùng có nồng độ các chất hữu cơ lơ lửng thấp. c) Vi sinh vật trong các hồ ổn định: H.F.Ludwig et al., 1951 đã xác định các vai trò của tảo trong hệ thống các hồ ổn định. Những nghiên cứu ban đầu đã chỉ ra rằng Euglena gracilis, một loại tảo lục có thể di chuyển được và Cholerella pyrenoidosa, loại tảo lục không di chuyển, rất thường thấy trong các hồ ổn định ở California. Nghiên cứu đã chỉ ra rằng các vi khuẩn đã chuyển hoá các hợp chất hữu cơ trong nước thải cùng với việc tạo thành CO2 để tảo sử dụng cho việc tổng hợp tế bào của chúng. Năm 1953, P.C.Silva và G.F.Papenfus tiến hành nghiên cứu trên 8 hồ ổn định và nhận thấy, Euglena, Chlorella, Chlamydomonas và Scenedesmus là các loài tảo lục phổ biến nhất. Loài tảo xanh lục gồm: Oscillatoria, Anabaena, và Microcystis. Và loài tảo cát phổ biến là Navicula. Một nghiên cứu khác của Gann et al., cũng chỉ ra rằng các loài vi khuẩn phổ biến trong hồ ổn định thường là các vi khuẩn trong đất: Achromobacter, Flavobacterium và Bacillus. Sự tăng trưởng của các vi khuẩn và Chlorella sẽ kích thích sự tăng trưởng của Protozoa có mao bơi tự do: Paramecium, Glaucoma và Colpidium, dưới điều kiện hiếu khí. Protozoa trườn, bò, Euplotes và Protozoa có tiêm mao, Vorticella cũng có thể được tìm thấy với số lượng lớn trong hồ ổn định. Các Rotifer: Epiphanes, Philodina và Proales cũng có thể tăng trưởng trong môi trường hiếu khí. Các loài giáp xác: Monia và Daphnia có thể xuất hiện với số lượng lớn vào mùa xuân và có thể loại bỏ hoàn toàn một lượng lớn các loài tảo ra khỏi hồ, Diaptomus và Cyclops cũng được tìm thấy với số lượng khác nhau. 3.4. ĐỘNG HỌC CỦA QUÁ TRÌNH LỌC SINH HỌC HIẾU KHÍ 3.4.1. Động học phản ứng trong màng vi sinh vật: Những phân tích lý thuyết cho thấy động học phản ứng trong màng vi sinh vật phức tạp hơn rất nhiều so với động học phản ứng của quá trình bùn hoạt tính; bởi vì tốc độ phản ứng làm sạch nước trong quá trình bùn hoạt tính chỉ chịu ảnh hưởng của tốc độ trao đổi chất của vi sinh vật. Trong khi đó trong quá trình màng vi sinh vật các yếu tố ảnh hưởng đến tốc độ phản ứng bao gồm tốc độ vận chuyển cơ chất vào màng vi sinh vật bởi quá trình khuếch tán phân tử và tốc độ phản ứng sinh học của vi sinh vật. Ngoài ra, phản ứng thuỷ phân các chất hữu cơ cao phân tử trên bề mặt màng vi sinh vật thành những chất hữu cơ có phân tử lượng thấp hơn để chúng có thể khuếch tán vào trong màng vi sinh cũng là một yếu tố hạn chế của tốc độ phản ứng sinh hoá trong quá trình màng vi sinh vật. Màng vi sinh vật có thể coi như một hệ thống phản ứng với xúc tác enzyme tĩnh. Trong hệ thống tồn tại pha lỏng – nước thải, pha rắn – màng vi sinh vật và pha khí (đối với quá trình hiếu khí) Cơ chế của quá trình loại bỏ cơ chất trong hệ thống màng vi sinh vật có thể được miêu tả như sau: nước thải chảy qua bề mặt màng vi sinh vật với vận tốc chảy đều, cơ chất có khối lượng phân tử nhỏ dễ dàng từ nước thải tiếp xúc với màng vi sinh vật và được vận chuyển vào màng theo cơ chế khuếch tán phân tử. Trong màng vi sinh vật diễn ra quá trình tiêu thụ và trao đổi chất bởi vi sinh vật. Những sản phẩm cuối của quá trình phản ứng sinh học đi ngược trở ra khỏi màng. Như vậy quá trình tiêu thụ và làm sạch nước bởi màng vi sinh vật bị ảnh hưởng bởi các bước sau: Vận chuyển cơ chất vào màng vi sinh vật từ chất lỏng tiếp xúc với màng. Quá trình khuếch tán phân tử nguyên cơ chất vào màng vi sinh vật. Tiêu thụ cơ chất bởi màng vi sinh vật. Vận chuyển sản phẩm cuối ra khỏi màng. 3.4.2. Phương trình động học thức nghiệm của Eckenfelder: Dựa vào phương trình cân bằng vật chất cho thiết bị lọc sinh học. Eckenfelder xây dựng các phương trình biểu diễn dựa trên phương trình tốc độ loại bỏ cơ chất sau: -1XdSdt=kS (3.1) Với : -1XdSdt: tốc độ tiêu thụ cơ chất riêng của vi sinh vật, kgCOD/kgVSV.ngày. dSdt: tốc độ tiêu thụ cơ chất, kgCOD/m3.ngày. k : hằng số tốc độ phản ứng, m3/kgVSV.ngày. S : nồng độ của cơ chất, kgCOD/m3 X :nồng độ vi sinh vật, kgVSV/m3. Tích phân hai vế của phương trình (3.1) ta được: SeS0=e-kXt (3.2) Với : X : nồng độ trung bình của VSV trong bể lọc sinh học, kgVSV/m3 vật liệu lọc. Se : nồng độ cơ chất trong dòng nước thải sau xử lý, kgCOD/m3. S0 : nồng độ cơ chất trong nước thải vào bể lọc, kgCOD/m3. T : thời gian tiếp xúc của nước thải với màng VSV. X=Asm (3.3) Trong đó: AS : diện tích bề mặt riêng của bể lọc m : hằng số thực nghiệm. Thời gian tiếp xúc trung bình được tính toán theo công thức của Howland như sau: t=CHQLn (3.4) QL : tải trọng thể tích của nước thải trên bề mặt bể lọc, m3/m2.ngày. QL = QA (3.5) Trong đó: Q : lưu lượng nước thải theo tính toán thiết kế, m3/ngày. A : diện tích mặt cắt ngang của bể lọc, m2. C, n : các hằng số thực nghiệm. H : chiều cao lớp vật liệu lọc, m. Thay thế phương trình (3.3) và (3.4) vào phương trình (3.2): SeS0 = e-k Asm CHQLn (3.6) Đặt K=kAsmC phương trình (3.6) sẽ được viết lại: SeS0 = e-K HQLn (3.7) Thông số động học K và hằng số thực nghiệm n được xác định dựa trên các số liệu thí nghiệm Se, So, H và QL khi chạy mô hình lọc sinh học trong phòng thí nghiệm. CHƯƠNG 4 MÔ HÌNH NGHIÊN CỨU, PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨ VÀ KẾT QUẢ 4.1. MÔ HÌNH NGHIÊN CỨU 4.2. PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 4.3. CÁCH XÁC ĐỊNH CÁC THÔNG SỐ ĐỘNG HỌC 4.4. KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN 4.1. MÔ HÌNH NGHIÊN CỨU 4.1.1. Cấu tạo mô hình Đề tài xây dựng một mô hình mô phỏng với qui mô phòng thí nghiệm nhằm khảo sát hiệu quả xử lý nước thải của ngành chế biến thuỷ sản bằng phương pháp lọc sinh học hiếu khí với lớp vật liệu lọc ngập nước: Mô hình làm bằng kính tấm có kích thước tương ứng dài x rộng x cao = 0,15m x 0,15m x 0,8m, có thể tích hữu ích là 14,5 lít đã trừ thể tích vật liệu. Trên mô hình có bố trí 4 van để lấy mẫu theo độ cao của mô hình: theo sắp xếp từ dưới lên, van 1 cách đáy 0,12m, van 2 cách đáy 0,325m, van 3 cách đáy 0,53m và van 4 cách đáy 0,735m, van 4 này còn được dùng làm van chảy tràn. Ngoài ra, mô hình còn có một van xả đáy ở phía dưới. 4.1.2. Nguyên tắc hoạt động a) Giai đoạn thích nghi: Nước thải được đưa vào mô hình, với hệ thống đặt dưới đáy bể hoạt động liên tục. Khi quá trình xử lý đạt mức ổn định thì nước được tháo ra ngoài thông qua van xả đáy. Để thúc đẩy quá trình phát triển màng vi sinh vật, trong giai đoạn này ở thời điểm ban đầu nước thải được bổ sung bùn lấy từ bể SBR của nhà máy xử lý nước thải tập trung khu công nghiệp Tân Bình. b)Giai đoạn xử lý: Sau khi đã có lớp màng vi sinh vật hình thành trên giá thể từ giai đoạn thích nghi, ở giai đoạn xử lý này, nước thải được đưa vào mô hình thông qua bơm với lưu lượng được điều chỉnh bằng tay. Nước thải đầu vào được bơm từ đáy của mô hình rồi đi lên phía trên. Hệ thống sục khí đặt dưới đáy bể luôn hoạt động để cung cấp oxy cho vi sinh vật, tạo điều kiện cho màng vi sinh phát triển. Nước sau xử lý được tháo ra qua van chảy tràn phía trên mô hình. 4.2. PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 4.2.1. Giai đoạn chuẩn bị a) Các bước chuẩn bị: - Xây dựng mô hình bể xử lý với các thông số và vật liệu như trên. - Dưới đáy bể đặt hệ thống sục khí bằng đá bọt - Giá thể nghiên cứu là những vòng nhựa có đường kính d = 21mm và cao 25mm được cắt ra từ ống nước þ = 21mm. Cho giá thể vào mô hình với chiều cao chiếm 2/3 bể. Tương ứng vói thể tích chiếm khoảng 9 lít. - Nước thải được lấy từ Công Ty TNHH THUỶ SẢN ANGST – TRƯỜNG VINH, quận Tân Phú. - Bùn được lấy từ bể SBR của nhà máy xử lý nước thải tập trung khu công nghiệp Tân Bình. b) Chuẩn bị nước thải Tiến hành kiểm tra thành phần của nước thải đem về, kết quả thu được như sau: Bảng 4.1: Thành phần nước thải thuỷ sản STT Chỉ Tiêu Đơn vị Giá trị 1 2 3 4 5 6 pH SS COD BOD5 Ntổng Ptổng - mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l 5.1 1650 10560 7181 345 68 Với thành phần nước thải như trên, ta thấy tỉ lệ COD:N:P = 10560:345:68 = 155:5:1. Với tỉ lệ như vậy thì không cần bổ sung chất dinh dưỡng. Với COD là 10560 mg/l để pha loãng thành nước thải có COD là 660mg/l thì ta phải pha loãng 16 lần. Cách pha: lấy 15 lít nước sạch và 1 lít nước thải ta được 16 lít nước thải đã pha loãng. c)Chuẩn bị bùn: Bùn hoạt tính dùng cho việc xử lý được lấy từ nhà máy xử lý nước thait tập trung khu công nghiệp Tân Bình. Bùn được lấy trực tiếp tại các bể SBR của nhà máy, sau đó đem về tiến hành xác định nồng đo bùn: Cb = 20120 (mg/l). Bùn cho vào mô hình với MLSS khoảng 2000 – 3500 mg/l (ở đây chọn 2500 mg/l). Thể tích bể lọc là V = 14,5 lít. Muốn hàm lượng bùn trong nước thải là 2500mg/l thì thể tích bùn cần lấy là: Cb=V.CCb=14,5×250020120=1,802 l≈2 (l) 4.2.2. Giai đoạn thích nghi Giai đoạn thích nghi được tiến hành ở nồng độ COD đầu vào khoảng 660mg/l. Giai đoạn thích nghi được thực hiện theo các bước sau: Cho vào mô hình 14.5 lít nước thải đã pha loãng có nồng độ COD đầu vào khoảng 660mg/l cùng với bùn tạo thành hỗn hợp có MLSS khoảng 2000 – 3000 mg/l. Chạy mô hình và hàng ngày thường xuyên kiểm tra các thông số COD, pH, SS. Giai đoạn thích nghi kết thúc khi màng vi sinh vật đã hình thành bám trên giá thể và hiệu quả khử COD tương đối ổn định (COD không tiếp tục giảm nữa). 4.2.3. Giai đoạn xử lý Ở giai đoạn này, nước thải được đưa vào mô hình liên tục thông qua bơm, với lưu lượng bơm có thể điều chỉnh được. Nước được đưa vào từ phía dưới của mô hình và được chảy tràn ra ngoài thông qua van 4. Tăng tải trọng dần lên ứng với thời gian lưu nước 24h, 12h, 6h, 4h, và 2h. Khi hiệu quả xử lý ở tải trọng đó ổn định ta mới tăng tải trọng tiếp theo. Ở mỗi tải trọng ta cũng tiến hành kiểm tra các chỉ tiêu pH, COD, SS. Quá trình tăng tải trọng kết thúc khi hiệu quả khử COD giảm vì xảy ra hiện tượng quá tải. Bảng 4.2: Các thông số hoạt động của mô hình ứng với từng tải trọng STT Tải trọng (kgCOD/m3.ngày) COD vào (mg/l) HRT (giờ) Lưu lượng (l/h) 1 0.66 660 24 0.6 2 1.32 660 12 1.2 3 2.64 660 6 2.4 4 5.28 660 4 3.6 5 10.56 660 2 7.25 4.3. CÁCH XÁC ĐỊNH CÁC THÔNG SỐ ĐỘNG HỌC Áp dụng phương trình thực nghiệm Eckenfelder. Eckenfelder xây dựng các phương trình biểu diễn dựa trên phương trình tốc độ loại bỏ cơ chất sau: -1XdSdt=kS (4.1) Với : -1XdSdt: tốc độ tiêu thụ cơ chất riêng của vi sinh vật, kgCOD/kgVSV.ngày. dSdt: tốc độ tiêu thụ cơ chất, kgCOD/m3.ngày. k : hằng số tốc độ phản ứng, m3/kgVSV.ngày. S : nồng độ của cơ chất, kgCOD/m3 X :nồng độ vi sinh vật, kgVSV/m3. Tích phân hai vế của phương trình (4.1) ta được: SeS0=e-kXt (4.2) Với : X : nồng độ trung bình của VSV trong bể lọc sinh học, kgVSV/m3 vật liệu lọc. Se : nồng độ cơ chất trong dòng nước thải sau xử lý, kgCOD/m3. S0 : nồng độ cơ chất trong nước thải vào bể lọc, kgCOD/m3. T : thời gian tiếp xúc của nước thải với màng VSV. X=Asm (4.3) Trong đó: AS : diện tích bề mặt riêng của bể lọc m : hằng số thực nghiệm. Thời gian tiếp xúc trung bình được tính toán theo công thức của Howland như sau: t=CHQLn (4.4) QL : tải trọng thể tích của nước thải trên bề mặt bể lọc, m3/m2.ngày. QL = QA (4.5) Trong đó: Q : lưu lượng nước thải theo tính toán thiết kế, m3/ngày. A : diện tích mặt cắt ngang của bể lọc, m2. C, n : các hằng số thực nghiệm. H : chiều cao lớp vật liệu lọc, m. Thay thế phương trình (4.3) và (4.4) vào phương trình (4.2): SeS0 = e-k Asm CHQLn (4.6) Đặt K=kAsmC phương trình (4.6) sẽ được viết lại: SeS0 = e-K HQLn (4.7) Thông số động học K và hằng số thực nghiệm n được xác định dựa trên các số liệu thí nghiệm Se, So, H và QL khi chạy mô hình lọc sinh học trong phòng thí nghiệm. Khi lấy logarit cơ số tự nhiên cả 2 vế phương trình (4.6) ta được: lnSeS0= -KQLn ×H= -SH (4.8) Đây là đường thẳng lnSeS0 và H có hệ số góc s= -KQLn Tiếp tục lấy logarit cơ số e của hệ số góc a ta được: lns = -nlnQL+ lnK (4.9) Đây là phương trình đường thẳng lns và lnQL; các hệ số của phương trình được xác định bằng phương pháp đồ thị; từ đó suy ra các thông số n, K. Như vậy khi có các kết quả thí nghiệm SeS0, H, QLta sẽ tính toán được các thông số động học của quá trình lọc sinh học. Trong đề tài này ta tính toán cụ thể như sau: Vẽ 3 phương trình đường thẳng của ln(CODra/CODvào) theo H (m) ứng với 3 lưu lượng khác nhau: + Q1 = 58 lít/ngày + Q2 = 86 lít/ngày + Q3 = 174 lít/ngày Ta sẽ có được các giá trị s1, s2, s3 trong các phương trình đường thẳng trên. Vẽ phương trình đường thẳng của ln(s) theo ln(QL). Ta sẽ có được giá trị n trong phương trình đường thẳng này. Áp dụng lns = -nlnQL + lnK suy ra K. Từ các giá trị của n và K ta sẽ có được phương trình thực nghiệm: SeS0 = e-K HQLn 4.4. KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN 4.4.1. Giai đoạn chạy thích nghi Ngày Thời gian (h) Tải trọng (kgCOD/m3.ngđ) CODvào(mg/l) CODra (mg/l) Hiệu suất (%) pH vào pH ra MLSS (mg/l) 1 24 0.66 660 520 21.21 6.85 6.85 1756 2 24 0.66 660 370 43.94 6.85 7.56 1215 3 24 0.66 660 196 70.30 6.85 7.65 862 4 24 0.66 660 120 81.82 6.85 7.6 623 5 24 0.66 660 120 81.82 6.85 7.45 450 Bảng 4.3: Số liệu mô hình bám dính giai đoạn thích nghi Hình 4.1: Đồ thị biểu diễn hiệu quả xử lý COD theo thời gian ở giai đoạn thích nghi Nhận xét: Giai đoạn thích nghi kết thúc khi lớp màng vi sinh vật đã hình thành và dính bám vào giá thể, chỉ số COD nước thải đầu ra tương đối ổn định, hiệu quả xử lý COD của nước thải đạt ở mức 81.82%. 4.4.2. Giai đoạn tăng tải trọng (giai đoạn xử lý) 4.4.2.1. Tải trọng 24h Ngày Thời gian (h) Tải trọng (kgCOD/m3.ngđ) CODvào (mg/l) CODra (mg/l) Hiệu suất (%) pH vào pH ra MLSS (mg/l) 1 24 0.67 670 670 0 7.16 7.5 1285 2 24 0.67 670 460 31.34 7.16 7.38 894 3 24 0.67 670 270 59.70 7.16 7.33 448 4 24 0.67 670 96 85.67 7.16 6.9 320 Bảng 4.4: Số liệu mô hình bám dính giai đoạn xử lý tải trọng 24h Hình 4.2: Đồ thị biểu diễn hiệu quả xử lý COD giai đoạn xử lý tải trọng 24h Nhận xét: Qua đồ thị ta thấy ở tải trọng 24h của giai đoạn xử lý hiệu quả xử lý COD cao nhất là 85.67% 4.4.2.2. Tải trọng 12h Ngày Thời gian (h) Tải trọng (kgCOD/m3.ngđ) CODvào (mg/l) CODra (mg/l) Hiệu suất (%) pH vào pH ra MLSS (mg/l) 1 12 1.28 640 640 0 6.94 6.94 1280 12 1.28 640 500 21.87 6.94 7.72 1086 2 12 1.28 640 360 43.75 6.94 7.78 964 12 1.28 640 270 57.81 6.94 7.84 825 3 12 1.28 640 110 82.81 6.94 7.6 694 12 1.28 640 120 81.25 6.94 7.4 520 4 12 1.28 640 86 86.56 6.94 7.39 460 12 1.28 640 86 86.56 6.94 7.32 460 Bảng 4.5: Số liệu mô hình bám dính giai đoạn xử lý tải trọng 12h Hình 4.3: Đồ thị biểu diễn hiệu quả xử lý COD giai đoạn xử lý tải trọng 12h Nhận xét: Qua đồ thị ta thấy ở tải trọng 1.28 KgCOD/m3.ngđ với thời gian lưu nước là 12h của giai đoạn xử lý hiệu quả xử lý COD cao nhất là 86.56%. 4.4.2.3. Tải trọng 6h Ngày Thời gian (h) Tải trọng (kgCOD/m3.ngđ) CODvào (mg/l) CODra (mg/l) Hiệu suất (%) pH vào pH ra MLSS (mg/l) 1 6 1.84 460 460 0 6.78 6.78 1285 6 1.84 460 360 21.74 6.78 7.08 904 2 6 1.84 460 240 47.82 6.78 7.68 816 6 1.84 460 160 65.21 6.78 7.89 786 3 6 1.84 460 100 78.26 6.78 7.47 608 6 1.84 460 130 71.74 6.78 7.36 498 4 6 1.84 460 80 82.61 6.78 7.12 453 6 1.84 460 80 82.61 6.78 7.08 453 Bảng 4.6: Số liệu mô hình bám dính giai đoạn xử lý tải trọng 6h Hình 4.4: Đồ thị biểu diễn hiệu quả xử lý COD giai đoạn xử lý tải trọng 6h Nhận xét: Qua đồ thị ta thấy ở tải trọng 6h của giai đoạn xử lý hiệu quả xử lý COD cao nhất là 82.61%. 4.4.2.4. Tải trọng 4h Ngày Thời gian (h) Tải trọng (kgCOD/m3.ngđ) CODvào (mg/l) CODra (mg/l) Hiệu suất (%) pH vào pH ra MLSS (mg/l) 1 4 3.59 600 600 0 7.26 7.26 1260 4 3.59 600 460 23.33 7.26 7.5 1020 4 3.59 600 340 43.33 7.26 7.56 962 2 4 3.59 600 280 53.33 7.26 7.88 906 4 3.59 600 210 65 7.26 7.9 867 4 3.59 600 190 68.33 7.26 7.92 782 3 4 3.59 600 130 78.33 7.26 7.68 686 4 3.59 600 150 75 7.26 7.55 528 4 3.59 600 120 80 7.26 7.4 502 4 4 3.59 600 96 84 7.26 7.2 450 4 3.59 600 64 89.33 7.26 7.14 397 4 3.59 600 64 89.33 7.26 6.98 397 Bảng 4.7: Số liệu mô hình bám dính giai đoạn xử lý tải trọng 4h Hình 4.5: Đồ thị biểu diễn hiệu quả xử lý COD giai đoạn xử lý tải trọng 4h Nhận xét: Qua đồ thị ta thấy ở tải trọng 4h của giai đoạn xử lý hiệu quả xử lý COD cao nhất là 89.33%. 4.4.2.5. Tải trọng 2h Ngày Thời gian (h) Tải trọng (kgCOD/m3.ngđ) CODvào (mg/l) CODra (mg/l) Hiệu suất (%) pH vào pH ra MLSS (mg/l) 1 2 6.75 560 560 0 6.9 6.9 1186 2 6.75 560 500 10.71 6.9 7.59 1028 2 6.75 560 450 19.64 6.9 7.4 943 2 6.75 560 380 32.14 6.9 7.46 901 2 2 6.75 560 290 46.21 6.9 7.34 887 2 6.75 560 260 53.57 6.9 7.39 856 2 6.75 560 170 69.64 6.9 7.34 843 2 6.75 560 140 75 6.9 7.3 821 3 2 6.75 560 120 78.57 6.9 7.29 768 2 6.75 560 100 82.14 6.9 7.19 721 2 6.75 560 130 76.79 6.9 7.12 692 2 6.75 560 110 80.36 6.9 7.1 586 4 2 6.75 560 96 82.86 6.9 6.97 548 2 6.75 560 80 85.71 6.9 6.92 485 2 6.75 560 76 86.43 6.9 6.8 321 2 6.75 560 76 86.43 6.9 6.78 321 Bảng 4.8: Số liệu mô hình bám dính giai đoạn xử lý tải trọng 2h Hình 4.6: Đồ thị biểu diễn hiệu quả xử lý COD giai đoạn xử lý tải trọng 2h Nhận xét: Qua đồ thị ta thấy ở tải trọng 2h của giai đoạn xử lý hiệu quả xử lý COD cao nhất là 86.43%. So sánh hiệu suất xử lý COD ở các tải trọng của giai đoạn xử lý (giai đoạn tăng tải trọng) Thời gian Tải trọng COD vào COD ra Hiệu suất 2 6.75 560 76 86.43 4 3.59 600 64 89.33 6 1.84 460 80 82.61 12 1.28 640 86 86.56 24 0.67 670 96 85.67 Bảng 4.9: Hiệu suất xử lý COD ở các tải trọng trong giai đoạn xử lý ở các thời gian lưu nước khác nhau Hình 4.7: Đồ thị biểu diễn hiệu quả khử COD sắp xếp theo thời gian lưu nước ở các tải trọng trong giai đoạn xử lý Nhận xét: Qua đồ thị ta nhận thấy hiệu quả xử lý tăng dần ở các tải trọng và đạt cực đại ở tải trọng 3.59 KgCOD/m3.ng.đ với thời gian lưu nước là 4h. Sau đó, hiệu quả xử lý giảm ở tải trọng sau vì lúc này trong bể có hiện tượng quá tải xảy ra. 4.4.3. TÍNH TOÁN CÁC THÔNG SỐ ĐỘNG HỌC 4.4.3.1. Tải trọng 2.64 KgCOD/m3.ng.đ ứng với thời gian lưu nước 6h (lưu lượng 58 lít/ngày) Chiều cao H (m) COD ra (mg/l) COD vào (mg/l) Ln(CODra/CODvào) 0.12 702 700 0 0.325 406 -0.545 0.53 215 -1.18 0.735 120 -1.764 Bảng 4.10: Sự thay đổi nồng độ COD theo chiều cao H ở lưu lượng 58 lít/ngày Hình 4.8: Đồ thị ln(CODra/CODvào) theo H ở tải trọng thể tích 2.58 m3/m2.ngày Tính QL=QA=58.10-30.152=2.58 m3/m2.ngày 4.4.3.2. Tải trọng 5.28 KgCOD/m3.ng.đ ứng với thời gian lưu nước 4h (lưu lượng 86 lít/ngày) Chiều cao H (m) COD ra (mg/l) COD vào (mg/l) Ln(CODra/CODvào) 0.12 678 680 0 0.325 410 -0.506 0.53 178 -1.34 0.735 148 -1.525 Bảng 4.11: Sự thay đổi nồng độ COD theo chiều cao H ở lưu lượng 86 lít/ngày Hình 4.9: Đồ thị ln(CODra/CODvào) theo H ở tải trọng thể tích 3.83 m3/m2.ngày Tính QL=QA=86.10-30.152=3.83 m3/m2.ngày 4.4.3.3. Tải trọng 10.56 KgCOD/m3.ng.đ ứng với thời gian lưu nước 2h (lưu lượng 174 lít/ngày) Chiều cao H (m) COD ra (mg/l) COD vào (mg/l) Ln(CODra/CODvào) 0.12 708 710 0 0.325 372 -0.646 0.53 238 -1.093 0.735 152 -1.541 Bảng 4.12: Sự thay đổi nồng độ COD theo chiều cao H ở lưu lượng 174 lít/ngày Hình 4.10: Đồ thị ln(CODra/CODvào) theo H ở tải trọng thể tích 7.73 m3/m2.ngày Tính QL=QA=174.10-30.152=7.73 m3/m2.ngày 4.4.3.4. Tính toán các thông số n và K Tính toán các thông số n và K dựa vào QL và hệ số s đã xác định được ở phần trên. STT QL Ln(QL) s Ln(s) 1 2.58 0.948 2.891 1.062 2 3.83 1.343 2.638 0.97 3 7.73 2.045 2.473 0.905 Bảng 4.13: Kết quả mối liên hệ giữa tải trọng thể tích QL và hệ số góc s Hình 4.11: Đồ thị biểu diễn mối quan hệ giữa ln(s) và ln(QL) Suy ra các giá trị n và K: n = 0.137 K = 3.29 Vậy phương trình thực nghiệm cần tìm là: SeS0 = e-3.29HQL0.137 4.4.4. THẢO LUẬN KẾT QUẢ THÍ NGHIỆM Với tải trọng 0.67 KgCOD/m3.ng.đ và 1.28 KgCOD/m3.ng.đ, hiệu quả xử lý COD tương ứng là 85.67% và 86.56%. Ở các giai đoạn này, màng vi sinh vật càng mỏng và chưa bao phủ hết bề mặt rắn, tất cả các vi sinh vật phát triển như nhau trong cùng điều kiện, sự phát triển giống như trong quá trình sinh trưởng lơ lửng. Với tải trọng 3.59 KgCOD/m3.ng.đ, hiệu quả xử lý COD tăng lên mức cao nhất, đạt ổn định ở 89.33%. Khi vận hành ở tải trọng này, lớp màng vi sinh vật đã dày hơn rất nhiều so với trước, hàm lượng chất lơ lửng đầu ra cũng giảm rất nhiều so với ban đầu vì một phần dính bám trên bề mặt vật liệu, bám vào tế bào vi sinh, được sinh vật tiêu thụ. Khác với quá trình bùn hoạt tính, vi sinh vật lơ lửng cũng là một lý do gây SS trong nước đầu ra gia tăng, quá trình tăng trưởng dính bám này làm vi sinh vật không thất thoát ra bể xử lý mà bám dính trên bề mặt giá thể nên SS giảm. Ở tải trọng 6.75 KgCOD/m3.ng.đ, hiệu quả xử lý COD bắt đầu giảm, trong bể có hiện tượng trào bọt màu trắng chứng tỏ hệ thống đã hoạt động đến mức quá tải. Sự giảm hiệu quả xử lý ở tải trọng cuối này chứng tỏ tải trọng 3.59 KgCOD/m3.ng đã là tải trọng tối ưu. Có nghĩa là ở tải ô nhiễm này, hiệu quả xử lý COD cao nhất. Qúa trình thí nghiệm kết thúc. Nếu tiếp tục tăng tải trọng thì hiệu quả xử lý sẽ tiếp tục giảm do vi sinh vật đã quá sức chịu tải với ngưỡng nồng độ chất ô nhiễm có trong nước thải; nếu tiếp tục tăng tải hệ vi sinh vật sẽ có hiện tượng thu nước vào bên trong tế bào gây nên hiện tượng trương nước. Ngoài ra trong quá trình vận hành ở các tải trọng khác nhau, ở thành bên trong của mô hình ta đều quan sát thấy một vài vị trí có màu đen sẫm, đây chính là các vùng thiếu khí của màng lọc sinh học. pH đầu ra tương đối ổn định. CHƯƠNG 5 KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ 5.1. KẾT LUẬN 5.2. KIẾN NGHỊ 5.1. KẾT LUẬN Qua quá trình nghiên cứu thực nghiệm, đề tài thu được một số kết quả như sau: - Nước thải thuỷ sản có hàm lượng BOD/COD khá cao nên việc xử lý loại nước thải này bằng phương pháp sinh học là rất khả thi và đem lại hiệu quả cao. - Trên mô hình mô phỏng nghiên cứu ở phòng thí nghiệm với giá thể vòng nhựa, các số liệu thực nghiệm thu được gồm có: + Trong 5 tải trọng đã tiến hành nghiên cứu gồm: 0.67, 1.28, 1,84, 3,59 và 6,75 KgCOD/m3.ng.đ thì tải trọng 3.59 KgCOD/m3.ng.đ là tải trọng tối ưu.Ở tải trọng này, với thời gian lưu nước tương ứng là 4h và nồng độ COD đầu vào mô hình khoảng 660 mg/l, hiệu quả xử lý đạt ổn định ở 89.33% sau thời gian 3 ngày. + Thông số động học của quá trình lọc sinh học hiếu khí được xác định tương ứng là n = 0.137, K = 3.29 + Đối tượng nghiên cứu trong đề tài là nước thải thuỷ sản đã được pha loãng ở nồng độ 660 mg/l. Trên thực tế nồng độ COD của nước thải đầu vào là khá cao khoảng 10560 mg/l. Tuy vậy, vấn đề này sẽ được giải quyết bằng các bước xử lý sơ bộ và xử lý sinh học kỵ khí phía trước giai đoạn lọc sinh học hiếu khí này. 5.2 KIẾN NGHỊ Do thời gian giới hạn của đồ án tốt nghiệp với điều kiện thực nghiệm còn hạn chế nên việc nghiên cứu xử lý nước thải chế biến thuỷ hải sản chưa được tiến hành thật đầy đủ. Từ đó, đề tài kiến nghị một số phương hướng nghiên cứu cần thực hiện tiếp theo như sau: Tiến hành nghiên cứu ở các nồng độ nước thải khác nhau. Tiến hành nghiên cứu bổ sung một số chỉ tiêu khác như Ntổng, Ptổng, BOD5 ngoài các chỉ tiêu COD, pH, SS. Tiến hành nghiên cứu thí nghiệm đối với các giá thể phổ biến và có giá thành rẻ như xơ dừa, gỗ Nghiên cứu các quá trình khác như xử lý hoá lý, xử lý sinh học kỵ khí để nước thải thuỷ sản được xử lý đạt hiệu quả cao nhất. Nghiên cứu mô hình bùn hoạt tính để so sánh hiệu quả xử lý mô hình lọc sinh học hiếu đã tiến hành. Ngoài thực tế, khi xử lý nước thải thuỷ sản bằng phương pháp lọc sinh học hiếu khí thì công trình đưa vào hoạt động cần chú ý các điểm sau: Đảm bảo cung cấp oxy đầy đủ cho bể lọc hiếu khí. Cần điều chỉnh pH về mức trung hoà trước khi đưa vào công trình sinh học. Cần thường xuyên theo dõi công trình để có thể khắc phục ngay khi có sự cố xảy ra.