Thực tập MHXLNT_Nhóm 1

Báo cáo Thực tập mô hình xử lý nước thải Nhóm 1

i

MỤC LỤC

BÀI 1: XỬ LÝ NƯỚC THẢI BẰNG MÔ HÌNH AEROTANK ................................... 1

1.1. PHẦN LÝ THUYẾT ................................................................................................... 1

1.1.1. Công nghệ xử lý hiếu khí: .................................................................................... 1

1.1.2. Bể Aerotank: ........................................................................................................ 2

1.1.2.1. Các thông số cần kiểm soát trong quá trình vận hành bể Aerotank ..................... 5

1.1.2.2. Các sự cố thường gặp trong kiểm soát bùn của bể Aerotank ............................... 6

1.1.2.3. Các nghiên cứu và ứng dụng của bể Aerotank và kết quả đạt được .................... 8

1.2. KẾT QUẢ TÍNH TOÁN ............................................................................................. 9

1.2.1. Hiệu quả loại bỏ COD: ......................................................................................... 9

1.2.2. Sự biến đổi của các hợp chất Nitơ theo thời gian: ............................................. 11

1.2.2.1. Nitrate: ................................................................................................................ 11

1.2.2.2. Nitrite: ................................................................................................................ 12

1.2.2.3. Amoni ................................................................................................................ 14

1.2.3. Hiệu quả xử lý photpho tổng theo thời gian ....................................................... 15

1.3. KẾT LUẬN ............................................................................................................... 17

BÀI 2: XỬ LÝ NƯỚC THẢI BẰNG MÔ HÌNH LỌC HIẾU KHÍ GIÁ THỂ XƠ

DỪA .................................................................................................................................. 18

2.1. PHẦN LÝ THUYẾT:................................................................................................ 18

2.1.1. Tổng quan về công nghệ xử lý hiếu khí bám dính: ............................................ 18

2.1.1.1. Định nghĩa: ......................................................................................................... 18

2.1.1.2. Phân loại: ............................................................................................................ 18

2.1.2. Cấu tạo và hoạt động của màng vi sinh vật: ....................................................... 19

2.1.2.1. Cấu tạo màng vi sinh vật: ................................................................................... 19

2.1.2.2. Hoạt động của lớp màng: ................................................................................... 21

2.1.3. Ưu – khuyết điểm của công nghệ lọc hiếu khí: .................................................. 21

2.1.4. Cơ chế xử lý các chất: ........................................................................................ 22

2.1.4.1. Cơ chế xử lý Nitro của mô hình: ........................................................................ 22

2.1.4.2. Cơ chế xử lý phosphor của mô hình: ................................................................. 23


ii

2.1.4.3. Cơ chế xử lý chất hữu cơ của mô hình: .............................................................. 24

2.1.5. Các nghiên cứu, ứng dụng công nghệ hiếu khí bám dính và những kết quả đạt

được: 24

2.2. KẾT QUẢ TÍNH TOÁN: .......................................................................................... 27

2.2.1. Hiệu quả loại bỏ COD: ....................................................................................... 27

2.2.2. Hiệu quả xử lý phosphor tổng theo thời gian: .................................................... 29

2.2.3. Hiệu quả loại bỏ Nitrate: .................................................................................... 32

2.2.4. Hiệu quả xử lý Nitrit: ......................................................................................... 33

2.2.5. Hiệu quả xử lí Amonia (N-NH4+) ....................................................................... 35

2.3. KẾT LUẬN ............................................................................................................... 36

BÀI 3: XỬ LÝ NƯỚC THẢI BẰNG MÔ HÌNH MBR (MEMBRANE

BIOREACTOR) HIẾU KHÍ ĐẶT NGẬP ..................................................................... 37

3.1. PHẦN LÝ THUYẾT:................................................................................................ 37

3.1.1. Nguyên tắc hoạt động của bể MBR: .................................................................. 37

3.1.2. Ưu nhược điểm của bể MBR: ............................................................................ 38

3.1.3. So sánh giữa các mô hình MBR ......................................................................... 38

3.1.4. Vấn đề nghẹt màng: các yếu tố ảnh hưởng và các biện pháp giảm thiểu .......... 40

3.1.5. Các nghiên cứu, ứng dụng của MBR và các kết quả đạt được .......................... 42

3.2. KẾT QUẢ TÍNH TOÁN ........................................................................................... 44

3.2.1. Khả năng xử lý COD .......................................................................................... 44

3.2.2. Hiệu quả xử lý Phosphore .................................................................................. 46

3.2.3. MLSS.................................................................................................................. 47

3.2.4. Sự biến đổi các hợp chất Nito theo thời gian ..................................................... 48

3.2.4.1. Nitrite (N-NO2-) .................................................................................................. 48

3.2.4.2. Nitrate (N-NO3-) ................................................................................................. 49

3.2.4.3. Amonia (N-NH4+) ............................................................................................... 50

3.3. KẾT LUẬN ............................................................................................................... 52

BÀI 4: XỬ LÝ NƯỚC THẢI BẰNG MÔ HÌNH UASB .............................................. 53

4.1. PHẦN LÝ THUYẾT ................................................................................................. 53


iii

4.1.1. Tổng quan về quá trình xử lý kỵ khí và bể UASB ............................................. 53

Quá trình xử lý kỵ khí ........................................................................................................ 53

4.1.1.2 Bể UASB ............................................................................................................... 55

4.1.2. Cấu tạo bể UASB ............................................................................................... 57

4.1.2.1 Nguyên tắc hoạt động của bể UASB ..................................................................... 57

4.1.2.2 Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình xử lý của UASB .......................................... 57

4.1.2.3 Các yếu tố cần kiểm soát trong vận hành bể UASB ............................................. 61

4.1.3. Các nghiên cứu và ứng dụng bể UASB trong xử lý nước thải và các kết quả đạt

được .................................................................................................................... 62

4.2. KẾT QUẢ ................................................................................................................. 64

4.2.1. pH .................................................................................................................... 64

4.2.2. Độ kiềm .............................................................................................................. 65

4.2.3. Amoni ................................................................................................................. 66

4.2.4. Phostpho ............................................................................................................. 67

4.2.5. COD.................................................................................................................... 68

4.3. KẾT LUẬN ............................................................................................................... 71

BÀI 5: XỬ LÝ NƯỚC THẢI PHẨM MÀU BẰNG QUÁ TRÌNH OXY HÓA NÂNG

CAO FENTON ................................................................................................................. 72

5.1. ĐẶT VẤN ĐỀ ........................................................................................................... 72

5.1.1. Sơ lược về nước thải phẩm màu ......................................................................... 72

5.1.2. Các phương pháp xử lý nước thải phẩm màu .................................................... 73

5.1.2.1. Phương pháp tách chất rắn lơ lửng ..................................................................... 73

5.1.2.2. Phương pháp oxy hóa bậc cao bằng hệ oxy hóa Fenton .................................... 74

5.2. MỤC ĐÍCH THÍ NGHIỆM ...................................................................................... 77

5.3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN .................................................................................. 78

5.3.1. Xây dựng đường chuẩn ...................................................................................... 78

5.3.2. Khảo sát lượng H2O2 tối ưu ................................................................................ 79

5.3.3. Khảo sát lượng Fe2+ tối ưu ................................................................................. 80

5.3.4. Khảo sát pH tối ưu.............................................................................................. 82


iv

5.3.5. Khảo sát thời gian xử lý tối ưu ........................................................................... 83

5.3.6. Khảo sát ảnh hưởng của nồng độ đầu vào.......................................................... 84

5.3.7. Khảo sát ảnh hưởng của các anion vô cơ ........................................................... 85

5.3.7.1. Ảnh hưởng của ion clorua .................................................................................. 85

5.3.7.2. Ảnh hưởng của ion bicarbonat ........................................................................... 86

5.4. KẾT LUẬN ............................................................................................................... 87


1

MEN

MEN

MEN

MEN MEN

BÀI 1: XỬ LÝ NƯỚC THẢI BẰNG MÔ HÌNH AEROTANK

1.1. PHẦN LÝ THUYẾT

Tổng quan về công nghệ hiếu khí và Aerotank

1.1.1. Công nghệ xử lý hiếu khí:

Thực chất đây là quá trình lên men bằng vi sinh vật trong điều kiện có oxy để cho ra

sản phẩm cuối cùng là CO2 và H2O.

Cơ chế gồm 3 giai đoạn:

Giai đoạn 1: Bị oxy hóa toàn bộ chất hữu cơ có trong nước thải để tạo ra năng lượng:

CxHyOzN + O2 → CO2 + H2O + NH3 + ... + Năng lượng

Giai đoạn 2 (quá trình đồng hóa): Tổng hợp để xây dựng tế bào:

CxHyOzN + O2 + NH3→ CO2 + C5H7O2N

Giai đoạn 3 (quá trình dị hóa): Hô hấp nội bào

C5H7NO2 + 5O2 → xCO2 + H2O

NH3 + O2 → O2 + HNO2 → HNO3

Các đặc điểm chung của xử lý hiếu khí:

Tổng hợp tế bào vi khuẩn mới (vi khuẩn dị dưỡng) →đồng hóa.

Cần phải cung cấp oxy bằng tự nhiên hoặc thiết bị sục khí.

Nhu cầu dinh dưỡng C:N:P = 100:5:1

Hiệu suất tạo sinh khối cao Y = 0,4 ~ 0,6 mgVSS/mgBOD5.

Hiệu suất xử lý BOD cao, có thể đến 95%.

Các hệ thống xử lý hiếu khí:

Thể lơ lửng: bùn hoạt tính.

Thể bám dính: lọc sinh học nho giọt.

Ưu điểm – nhược điểm:


2

Ưu điểm Nhược điểm

Giảm mùi hôi, giảm lượng khí thải ammonia,

giảm các khí gây hiệu ứng nhà kính.

Xử lí đầy đủ hơn, hiệu quả xử lí cao hơn và

triệt để hơn so với xử lí kị khí.

Không gây ô nhiễm thứ cấp như phương

pháp hóa học, hóa lí.

Mặt bằng xây dựng lớn hơn phương

pháp kị khí.

Chi phí đầu tư cao hơn cho các thiết bị

sục khí.

Chi phí hoạt động cao, đặc biệt là năng

lượng cho máy bơm, thiết bị sục khí

1.1.2. Bể Aerotank:

Khái niệm:

Bể Aerotank là công trình nhân tạo xử lý nước thải bằng phương pháp sinh học hiếu

khí, trong đó người ta cung cấp ôxi và khuấy trộn nướcthải với bùn hoạt tính.

Vị trí bể:

Cấu trúc bể Earotank phải thỏa mãn 3 điều kiện:

Giữ được liều lượng bùn cao trong Aerotank

Cho phép vi sinh phát triển liên tục ở giai đoạn “bùn trẻ”

Bảo đảm lượng oxy cần thiết cho vi sinh ở mọi điểm của aerotank.

Phân loại bể Aerotank:


3

Theo nguyên lý làm việc

Bể Aerotank thông thường: công suất lớn.

Bể Aerotank xử lý sinh hoá không hoàn toàn: BOD20 ra ≈ 60-80 mg/l.

Bể Aerotank xử lý sinh hoá hoàn toàn: BOD20 ra ≈ 15-20.

Bể Aerotank sức chứa cao: BOD20 > 500 mg/l.

Theo sơ đồ công nghệ

Aerotank 1 bậc

Aerotank 2 bậc

Theo cấu trúc dòng chảy

Aerotank đẩy

Aerotank trộn

Aerotank kiểu hỗn hợp

Theo phương pháp làm thoáng

Bằng khí nén

Khuấy cơ học

Thoáng kết hợp

Quạt gió

Các quá trình sinh hóa sảy ra trong bể Earotank:

Quá trình tăng sinh khối.

Quá trình chuyển hóa cơ chất

Quá trình khử Nitơ và nitrat hóa.

Quá trình khử Photpho.

Một số vi sinh vật trong bể Aerotank:

Vikhuẩn.

Tảo.

Nấm.

Nguyên sinh động vật.

Trùng bánh xe.


4

Giun tròn.

Một số động vật không xương sống khác.

Yếu Tố Ảnh Hưởng Đến Khả Năng Làm Sạch Nước Thải Aerotank:

Lượng oxy hòa tan trong nước

Thành phần dinh dưỡng đối với vi sinh vật

Lượng chất ô nhiễm hữu cơ trong nước thải

Các chất độc tính có trong nước thải

pH của nước thải

Nhiệt độ

Lượng chất lơ lửng

So sánh ưu điểm và nhược điểm của Aeratank so với MBR

Aerotank MBR

Ưu điểm - Dể xây dựng và vận hành.

- Giảm 80 – 95% BOD và cặn lơ

lửng trong nước thải.

- Có khả năng lắng nhanh do hạt

bùn lớn.

- Cơ cấu đơn giản.

- Có khả năng xử lý nhiều loại

nước thải khác nhau.

- Tốn ít diện tích.

- Hiệu quả xử chất thải lý cao.

- Dễ xử dụng

Nhược điểm - Tốn diện tích.

- Nước thường có mùi hôi.

- Các hạt bùn dễ bị phá vỡ khi

thaya đỗi môi trường.

- Hiệu quả sử lý không cao

- Đòi hỏi người sử dụng có kỉ

thuật cao.

- Nồng độ chất thải thấp, phải

kiểm soát nồng độ đầu vào

thường xuyên.

- Thiết bị bảo trì còn gặp nhiều

khó khăn.


5

1.1.2.1. Các thông số cần kiểm soát trong quá trình vận hành bể Aerotank

Lưu lượng:

Quyết định khả năng chịu tải của hệ thống, tải lượng bề mặt của hệ thống. Tải lượng

hữu cơ và tải lượng bề mặt quá cao hay quá thấp đều ảnh hưởng đến quá trình lắng sinh

khối.

Tải lượng bề mặt thích hợp: 0,3 – 1 m3/m2/h. Cần bảo đảm lưu lượng ổn định trước khi

vào công trình sinh học.

DO:

Hoạt động của bể bùn hoạt tính là một quá trình hiếu khí nên nó đòi hỏi lượng DO

phải hiện diện ở mọi thời điểm.

Lượng DO này phụ thuộc vào BOD dòng vào, tính chất của bùn hoạt tính và yêu cầu

xử lý.

Độ kiềm:

Kiểm soát độ kiềm trong bể hiếu khí là cần thiết để kiểm soát toàn bộ quá trình, độ

kiềm không đủ sẽ làm giảm hoạt tính của vi sinh vật và cũng có thể ảnh hưởng đến pH.

Nồng độ và tốc độ tuần hoàn bùn hoạt tính:

Người vận hành phải duy trì sự tuần hoàn bùn hoạt tính tiếp diễn trong hệ thống. nếu

tốc độ này quá thấp, bể hiếu khí có thể bị quá tải thủy lực, làm giảm thời gian thông khí.

Nồng độ tuần hoàn cũng rất quan trọng bởi vì nó có thể dùng ñể xác ñịnh tốc ñộ tuần

hoàn cần thiết ñể giữ MLSS cần thiết.

Tỷ lệ F/M:

Thích hợp khoảng 0,2 – 0,6. Hạn chế tình trạng pH giảm, bùn nổi, lắng kém.

- Ổn định tỷ lệ F/M trong suốt quá trình vận hành.

pH:

pH thích hợp khoảng từ 7 – 8

Cách khắc phục sự dao động pH là cần cung cấp đủ dinh dưỡng, hàm lượng hữu cơ,

hạn chế quá trình phân hủy nội bào, sử dụng hoá chất tăng độ kiềm.

BOD/COD:


6

Kiểm tra thường xuyên BOD và COD tránh hiện tượng thiếu tải hay quá tải, BOD/COD

> 5 thích hợp cho phân hủy sinh học.

Chất dinh dưỡng N, P:

Đảm bảo tỷ lệ BOD:N:P = 100:5:1, nếu thiếu, phải bổ sung nguồn từ bên ngoài.

Các chất độc:

Kim loại nặng, dầu mỡ, hàm lượng Cl, sulfate, N-NH3 cao,…

Nhiệt độ nước thải:

Nhiệt độ ảnh hưởng trực tiếp đến hoạt động của vi sinh vật.

Tốc độ sục khí:

Tốc độ sục khí quá cao, lãng phí năng lượng, tăng chí phí vận hành, các chất rắn nổi

lên, phá vỡ bùn hoạt tính.

Tốc độ sục khí quá thấp, xảy ra lắng bùn, phân hủy yếm khí, hiệu quả kém, mất sự

nitrat hóa.

1.1.2.2. Các sự cố thường gặp trong kiểm soát bùn của bể Aerotank

1.1.2.2.1. Hiệu suất loại BOD hòa tan thấp

Nguyên nhân:

Thời gian cư trú của vi sinh vật trong bể quá ngắn

Thiếu N và P:

+ pH quá cao hoặc quá thấp.

+ Nước thải đầu vào có chứa độc tố.

+ Sục khí chưa đủ.

+ Khuấy đảo chưa đủ hoặc do hiện tượng ngắn mạch.

Khắc phục:

Giảm lượng bùn thải bằng cách xây thêm bể điều lưu

Cung cấp thêm dưỡng chất cho nước thải đầu vào

Xây thêm bể điều lưu để trung hòa nước thải đầu vào, loại bỏ các độc chất trong

nước thải.


7

Tăng công suất thiết bị sục khí bằng cách phân bố lại các ống phân phối nước, gắn

thêm các đập phân phối nước

1.1.2.2.2. Nước thải có nhiều chất rắn

Nguyên nhân:

Thời gian cư trú của vi khuẩn trong bể quá lâu

Qúa trình khử nito diễn ra ở bể lắng:Do sự phát triển của các vi sinh vật hình sợi (trong

điều kiện thời gian cư trú của vi khuẩn ngắn, thiếu N và P, sục khí chưa đủ).Tỉ lệ hoàn

lưu bùn quá thấp

Khắc phục:

Tăng lượng bùn thải

Giảm thời gian giữ bùn trong bể lắng bằng cách tăng tỉ lệ bùn hoàn lưu bằng cachs:

gắn thêm gàu múc bùn, và Tăng lượng bùn thải.

1.1.2.2.3. Mùi

Nguyên nhân:

Sục khí không đủ

Qúa trình yếm khí xảy ra ở bể lắng

Khắc phục:

Tăng công suất thiết bị sục khí bằng cách phân bố lại các ống phân phối nước.

Giảm thời gian giữ bùn trong bể lắng bằng cách tăng tỉ lệ bùn hoàn lưu bằng cachs:

gắn thêm gàu múc bùn, và Tăng lượng bùn thải.

1.1.2.2.4. Bùn

Bùn phân tán

Hiện tượng: không tạo bông bùn, phân tán thành từng cụm nhỏ đường kinh từ 10 – 20

µm khó lắng

Bùn không kết dính được

Hiện tượng: bông bùn hình cầu nhỏ, đường kính 50 - 100µm lắng kém.

Nguyên nhân: thiếu thức ăn, không có vi sinh vật dạng sợi


8

Khắc phục: tăng cường chất dinh dưỡng

Bùn tạo khối

Hiện tượng: bùn nổi, khó lắng trong bể 2, trôi ra theo dòng nước, khó duy trì nồng độ

bùn trong bể Aerotank.

Nguyên nhân: sự phát triển của vi sinh vật dạng sợi như:

VSV dạng sợi :Sphaerotilus,Cladothrix.

Thực vật phân nhánh: Zooglea ramigeras, các loại nấm nước

Khắc phục:

Duy trì pH< 6.

Đảm bảo DO tối thiểu 2 mg/L (DO giảm khi nhiệt độ tăng).

Tăng cường dinh dưỡng đảm bảo hàm lượng Nvô cơ > 1mg/L, PO43-

>0.2 mg/L.

Diệt vi sinh vật dạng sợi: dùng Cl, H2O2.

Dùng polymer hữ cơ tổng hợp, vôi, muối Fe để tăng tính lắng của bùn.

Bùn nổi

Hiện tượng: Bùn lắng tốt nhưng sau đó nổi lên bề mặt trong thời gian ngắn (dưới 1

giờ).

Nguyên nhân: Do sự khử nitrate, N2 tạo ra kéo bùn lên mặt nước.

Khắc phục:

Tăng tốc độ tuần hoàn bùn, giảm thời gian lưu bùn.

Giảm thông khí

Bọt váng

Hiện tượng: có bọt, tạo váng trên bề mặt bể, gây mùi hôi, tăng SS, BOD đầu ra.

Nguyên nhân: sự phát triển của Nocardia và Microthrix parvicella.

1.1.2.3. Các nghiên cứu và ứng dụng của bể Aerotank và kết quả đạt được

Xử lý nước thải tinh bột mì bằng công nghệ Hybrid (lọc sinh học – Aerotank):

Phương án xử lý sinh học, áp dụng công nghệ hybrid (Lọc sinh học hiếu khí kết hợp

Aerotank) có khả năng xử lý 98% COD; 95% N-NH3 ở tải trọng tối ưu 1 kg COD/m3.ngđ,


9

thời gian lưu nước 1 ngày. Hàm lượng vi sinh vật trong hệ thống có thể đạt đến 10.000

mg/L. Nước sau xử lý đạt TCVN 5945-2005 loại B. (Tạp chí phát triển KH&CN, TẬP 12,

số 02 – 2009).

BIOFAST là hệ thống xử lý nước thải theo công nghệ Mỹ có cấu hình module, công

nghệ xử lý gồm đầy đủ các công đoạn yếm khí, hiếu khí, oxy hóa, khử trùng, khử mùi. Đây

là một trong những công nghệ Aerotank cải tiến. Sau khi xử lý yếm khí, nước thải tiếp tục

được bơm qua bể hiếu khí (Container SupAeroTM). Tại đây nước thải sẽ được khuếch tán

khí O2 bởi hệ thống Super Aerobic, gọi là kỹ thuật “Siêu khuếch tán”. Thiết bị SupAero

tạo ra hiệu ứng Sinh học – Động lực (Bio-Kinetic effect). Nhờ hiệu ứng này, quá trình phản

ứng vi sinh hiếu khí và hiệu quả oxy hóa sẽ tăng lên gấp 3 lần, so với các bể “aeroten” công

nghệ cũ.

1.2. KẾT QUẢ TÍNH TOÁN

1.2.1. Hiệu quả loại bỏ COD:

Công thức tính toán: �� =(��–�).�.��.�

��ẫ�

Trong đó: Vo: thể tích Fe(II) chuẩn mẫu trắng

V: thể tích Fe(II) chuẩn mẫu

N: nồng độ Fe(II)

f: độ pha loãng

Mẫu trắng Đầu vào 1h 2h 3h 4h

VFe(II) 4.4 2.1 3.2 3.7 3.9 3.2

NFe(II) 0.025

f 5

COD 0 1150 600 350 250 600

Hiệu quả xử lí

COD (%)

47.83 69.56 78.26 47.83


10

Phân tích các yếu tố ảnh hưởng đến xử lí COD:

Nồng độ: Nếu nồng độ quá cao sẽ dẫn đến sock tải, ngược lại quá thấp thì VSV thiếu

thức ăn => đều cho hiệu quả xử ly kém. (Vì thế cần có bể điều hòa để ổn định nồng

độ, lưu lượng trước khi xử lý sinh học).

Tải trọng thủy lực và tải trọng chất hữu cơ:

Công thức xác định tải trọng L =

C, ta thấy công thức có phụ thuộc vào C

nên ảnh hưởng cũng tương tự C, tải trọng quá cao dẫn đến sock tải, quá thấp

thì không tận dụng hết khả năng xử lý của VSV.

Tải trọng thủy lực: quá nhỏ hay quá lớn sẽ làm giảm hiệu suất xử lí

Tải trọng chất hữu cơ cao sẽ làm giảm thời gian xử lí vì vi sinh vật được cung

cấp đầy đủ chất dinh dưỡng. Tuy nhiên nếu nhiều quá sẽ dàn đên ô nhiễm do

vi sinh vật không tiêu thụ kịp.

Tỉ lệ F/M: tỉ lệ này đóng vai trò rất quan trọng: Cần ổn định tỷ lệ F/M trong suốt quá

trình vận hành.

Nếu F/M thấp: là do Vi khuẩn co cấu trúc đặc biệt – nấm.

Nếu F/M cao: DO thấp, quá tải, bùn đen, lắng kém, có mùi tanh, hiếu quả xử

lý thấp.

Thời gian lưu nước:

Tốc độ nước thải quá cao (thời gian lưu ngắn) sẽ làm giảm MLSS, giảm mật

độ bùn, gia tăng SVI, giảm MCRT (thời gian lưu tế bào trung bình), tăng tỷ

lệ F/M.

Tốc độ nước thải quá thấp (thời gian lưu dài) sẽ làm tăng MLSS, tăng mật độ

bùn, giảm SVI, tăng MCRT, giảm tỷ lệ F/M.

Nhận xét:

Tại mẫu 1h ta thấy hiệu suất xử lý COD không cao do vi sinh vật mới vào giai đoạn

thích nghi. Sau đó theo thời gian lượng vi sinh vật tăng lên → hiệu suất xử lý COD tăng

lên và đạt hiệu suất 78.26 % lúc 3h.


11

Mẫu 4h COD tăng lên 600 mg/L và hiệu suất 47.83 có thể trong quá trình lấy mẫu bị

lẫn bùn vào trong mẫu và khi đem đi li tâm không loại hết dẫn đến COD tăng trở lại.

1.2.2. Sự biến đổi của các hợp chất Nitơ theo thời gian:

1.2.2.1. Nitrate:

Đường chuẩn ( số liệu nhóm 1)

Bình định mức 50

mL 1 2 3 4 5 6

Dung dịch �� 10

mg/L (mL) 0 1 2 3 4 5

�� (mg/L) 0 0.2 0.4 0.6 0.8 1

Độ hấp thu A 0 0.050 0.108 0.214 0.320 0.548

Đồ thị:

y = 2.9293x - 0.0217R² = 0.9829

0

0.05

0.1

0.15

0.2

0.25

0.3

0.35

0.4

0.45

0.5

0 0.02 0.04 0.06 0.08 0.1 0.12 0.14 0.16 0.18

Độ h

ấp t

hu

A

Nồng độ C

ĐỒ THỊ BIỂU DIỄN ĐỘ HẤP THU A THEO NỒNG ĐỘ NITRATE


12

Phương trình hồi qui: y = 0.604x – 0.1144

Hệ số tương quan: R2 = 0.9406

Bảng số liệu va kết quà:

Đầu vào Đầu ra

Sau 1h Sau 2h Sau 3h Sau 4h

Hệ số pha loãng 2 2

Độ hấp thu A 0.012 0.153 1.541 0.089 0.047

Nồng độ ��

(mg/L)

0.418 0.885 2.17 0.674 0.534

- Từ bảng kết quả ta thấy nước thải đầu vào có nồng độ nitrate thấp(0.418 mg/L) sau

2h nồng độ nitrate tăng cao từ 0.418 – 2.17 mg/L do trong 2h đầu diễn ra quá trình

nitrate hóa nên nồng độ nitrate tăng lên cao.

- Sau 2h tiếp theo bắt đầu diễn ra quá trình khử nitrate nên nồng độ nitrate giảm dần

từ2.17 – 0.534 mg/L.

1.2.2.2. Nitrite:

Đường chuẩn

Bình định mức

50 mL 1 2 3 4 5 6 7

Dung dịch ��

1 µg/mL (mL) 0 1 2 4 6 8 10

��

(µg/mL) 0 0.02 0.04 0.08 0.12 0.16 0.20

Độ hấp thu A 0 0.05 0.104 0.188 0.308 0.472 0.603

Đồ thị


13

Phương trình hồi quy tuyến tính: y = 3.0834x – 0.0311


y = 3.0834x - 0.0311R² = 0.9888

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0 0.05 0.1 0.15 0.2 0.25

Độ

hấp

th

u A

Nồng độ C

ĐỒ THỊ BIỂU DIỄN ĐỘ HẤP THU A THEO NỒNG ĐỘ NITRITE


14

. Bảng số liệu và kết quà:



Hệ số pha loãng 5 5

Độ hấp thu A 0.005 0.125 0.090 0.060 0.145

Nồng độ ��

(mg/L)

0.117 0.253 0.196 0.148 0.286

- Ta thấy lượng nitrite thấp trong nước thải đầu vào (0.117 mg/L), sau 1h nồng độ nitrite

tăng từ 0.117 – 0.253 mg/L, lượng nitrite tăng lên là do quá trình nitrate hóa không

hoàn toàn, một lượng nhỏ nitrite chưa bị chuyển hóa thành nitrate.

- Sau 2h tiếp theo nồng độ nitrite giảm từ 0.253 – 0.148, ở giai đoạn này chủ yếu diễn ra

quá trình nitrate hóa, hầu hết lượng nitrite bị chuyển thành nitrate

- Sau 1h tiếp theo thì nồng độ nitrite có tăng từ 0.148 – 0.286, do ở gian đoạn này chủ

yếu diễn ra quá trình khử nitrate, hầu hết lượng nitrate bị chuyển hóa thành các dạng

nitơ khác như N2O hay N2, một phần nhỏ chuyển hóa thành giai đoạn trung gian đó là

nitrite

1.2.2.3. Amoni

Ta có công thức sau:

CN = (��)

��×NHCl × 14.0067 x 1000

Trong đó:

- V1 là thể tích HCl dùng để chuẩn mẫu (mL)

- V2 là thể tích HCl dùng để chuẩn mẫu trắng (mL)

- Vo là thể tích mẫu đem phân tích (mL)

- NHCl = 0.02 N

Bảng số liệu và kết quả:


15

V0 V1 V2 NHCl CN-NH4

(mg/L)

Hiệu suất

xử lí(%)

Đầu vào 25 5.7

0.0

0.02

63.87

1h 25 4.05 45.38 29%

2h 25 3.0 33.61 47%

4h 25 1.8 20.16 68%

1.2.3. Hiệu quả xử lý photpho tổng theo thời gian

Đường chuẩn:

STT VP 10µm/mL (mL) Nồng độ P tương ứng (mg/L) Độ hấp thu A

0 0.0 0.0 0.000

1 0.5 0.1 0.0761

2 1.0 0.2 0.1331

3 2.0 0.4 0.2733

4 3.0 0.6 0.3899

5 4.0 0.8 0.4673

6 5.0 1 0.5189


16

Đồ thị:

Phương trình hồi quy tuyến tính: y = 0.5095x + 0.0465


Kết quả phân tích:



Hệ số pha loãng 50

Độ hấp thu A 0.1725 0.1499 0.1333 0.1192 0.0960

Nồng độ CP

(µg/mL)

0.2473 0.2029 0.1704 0.1427 0.0971

y = 0.5095x + 0.0465R² = 0.9741

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2

Độ

hấp

th

u A

Nồng độ C

Đồ thị biểu diễn sự thay đổi của độ hấp thu A theo nồng độ phospho


17

1.3. KẾT LUẬN

Bảng tóm tắt hiệu quả xử lý của mô hình Aerotank

Thông số Đầu vào (mg/L) Đầu ra (mg/L)

COD 1150 250

Nitrate 0.418 0.534

Nitrite 0.117 0.286

Amoni 63.87 20.16

Phospho 0.2473 0.0971

Từ bảng tóm tắt ta thấy, qua mô hình xử lý COD giảm từ 1150 mg/L xuống còn 250

mg/L đạt hiệu suất khá cao (78.26%) .Tuy nhiên, vẫn chưa đạt được kết quả tối ưu của mô

hình (90 – 95% COD) là do một số nguyên nhân:

Sử dụng tay để lấy mẩu làm ảnh hưởng đến chất lượng nước đầu ra.

Do thường xuyên bị nghẹt bùn nên quá trình tuần hoàn bùn hay bị gián đoạn làm cho

nồng độ bùn trong bể Aerotank không ổn định

Chỉ tiêu Amoni trong mô hình giảm từ 63.87 mg/l xuống còn 20.16 đạt hiệt suất cao

68%.

Mô hình Aerotank không xử lý nitrate, nitrite do là quá trình sinh học hiếu khí nên chỉ

xảy ra quá trình nitrate hóa, chuyển hóa ammoni thành nitrite sau đó thành nitrate:

Ở chỉ tiêu nitrate nồng độ tăng lên từ 0.418 đến 0.534 mg/L là do xảy ra quá trình

nitrate hóa nên nồng độ nitrate tăng lên cao.

Ở chỉ tiêu nitrite nồng độ tăng lên từ 0.117 đến 0.286 mg/L là do xảy ra quá trình nitrate

hóa không hoàn toàn, một lượng nhỏ nitrite chưa bị chuyển hóa thành nitrate.

Đối với chỉ tiêu photpho nồng độ giảm từ0.2473 xuống 0.0971 mg/L đạt hiệu suất rất

thấp 16.1% do Phospho trong nước thải tồn tại chủ yếu ở dạng Photphate và rất ít ở

dạng P hữu cơ mà hệ thống Aerotank chỉ xử lý được các chất hữu cơ tức chỉ xử lý được

P ở dạng hữu cơ nên hiệu suất xử lý P rất thấp.


18

BÀI 2: XỬ LÝ NƯỚC THẢI BẰNG MÔ HÌNH LỌC HIẾU KHÍ

GIÁ THỂ XƠ DỪA

2.1. PHẦN LÝ THUYẾT:

2.1.1. Tổng quan về công nghệ xử lý hiếu khí bám dính:

2.1.1.1. Định nghĩa:

Quá trình lọc hiếu khí là quá trình xử lý nước thải bằng phương pháp sinh học sử dụng

các vi sinh vật bám dính lên bề mặt các vật liệu lọc để tiếp xúc thướng xuyên với nước thải.

Bể lọc hiếu khí hoạt động dựa trên nguyên lý của quá trình hoạt động của vi sinh vật ở

màng sinh học oxy hóa các chất hữu cơ có trong nước. Các vi sinh vật cố định dính bám

và phát triển trên bề mặt vật liệu đệm dạng rắn tạo thành các lớp màng sinh học (biofilms).

Các vi sinh vật này sẽ tiếp xúc với nước thải và tiêu thụ cơ chất (chất hữu cơ, dinh dưỡng,

khoáng chất) có trong nước thải để làm sạch nước. Trong bể lọc này đồng thời diễn ra quá

trình hiếu khí: quá trình nitrate hóa và quá trình kị khí: quá trình khử nito, quá trình lên

men metane và quá trình khử phospho sinh học.

2.1.1.2. Phân loại:

Dựa trên nguyên tắc hoạt động quá trình màng vi sinh vật được chia thành quá trình kị

khí và quá trình hiếu khí. Tuy nhiên sự phân loại này mang tính tương đối bởi vì trong quá

trình màng vi sinh vật hiếu khí vẫn luôn tồn tại các vi sinh kị khí ở lớp màng phía trong,

nhiều hay ít tùy thuộc vào cường độ cấp khí. Do đó dựa vào cấu tạo thiết bị xử lý , quá

trình màng vi sinh vật chia thành 3 loại:

- Lọc sinh học ngập nước

- Thiết bị sinh học tiếp xúc quay

- Thiết bị lọc nhỏ giọt.


19

2.1.2. Cấu tạo và hoạt động của màng vi sinh vật:

2.1.2.1. Cấu tạo màng vi sinh vật:

Màng vi sinh vật có cấu trúc rất phức tạp. cả về cấu trúc vật lý và vi sinh. Cấu trúc cơ

bản của một hệ thống màng vi sinh vật bao gồm:

Vật liệu lọc (đá, sỏi, chất dẻo, than… với nhiều loại kích thước và hình dạng khác nhau)

có bề mặt rắn làm môi trường dính bám chi vi sinh vật.

Lớp màng vi sinh vật phát triển dính bám trên bề mặt vật liệu lọc. Lớp màng vi sinh (

microbial films) được chia thành 2 lớp: lớp màng nền (base films) và lớp màng bề mặt

(surface films).

Màng vi sinh vật bao gồm vi khuẩn , nấm, động vật bậc thấp liên kết trong ma trận bởi

các polymer ngoại bào do vi sinh vật sản sinh trong quá trình trao đổi chất, quá trình phân

hủy tế bào và do có sẵn trong nước. Thành phần cơ bản của các polymer ngoại bào là

polisacharic và protein.


20

Do chiều sâu của lớp màng lớn hơn nhiều so với đường kình của khối vi sinh vật nên

oxy hòa tan trong nước chỉ khuếch tán vvaof gần bề mặt màng và làm cho lớp màng phía

ngoài là màng hiếu khí, lớp màng bên trong không tiếp xúc với oxy trở thành kị khí.

Màng vi sinh vật có cấu trúc phức tạp, cấu trúc cơ bản của một hệ thống màng vi sinh

vật bao gồm:

Khi nước thải được tưới quá lớp vật liệu lọc bằng các phân tử rắn xốp, các vi khuẩn sẽ

được hấp thụ, sinh sống và phát triển trên bề mặt đó. Vi khuẩn dính bám vào vật rắn nhờ

gelatin do chúng tiết ra và có thể di chuyển dễ dàng trong lớp màng nhầy này. Đầu tiên vi

khuẩn tập trung ở một khu vực, sau đó chúng phát triển lan dần phủ kín bề mặt vật liệu lọc.

Các chất dinh dưỡng như muối khoáng, hợp chất hữu cơ và oxy có mặt trong nước tahir

khuếch tán qua màng vi sinh vật và có thể vào tận lớp cellulose đã tích lũy phía trong cùng.

Sau một thời gian màng vi sinh vật được hình thành và chia làm 2 lớp: lớp ngoài cùng là

lớp hiếu khí được oxy khuếch tán xâm nhập, lớp trong là lớp kị khí. Bề dày của 2 lớp này

phụ thuộc vào vật liệu lọc, cường độ gió và nước qua lớp lọc. Sau một thời gian hoạt động,

màng vi sinh vật dày lên và màng bị tách ra khỏi lớp vật liệu lọc. Sự hình thành các lớp

màng vi sinh vật mới lại được tiếp diễn.


21

2.1.2.2. Hoạt động của lớp màng:

Quá trình tiêu thụ cơ chất và làm sạch nước:

Đầu tiên cơ thất từ chất lỏng tiếp xúc với bề mặ màng sau đó chuyển vận vào màng vi

sinh theo cơ chế khuếch tán. Trong màng vi sinh vật diễn ra quá trình tiêu thụ cơ chất và

quá trình trao đổi chất của vi sinh vật trong màng. Đối với những loại cơ chất ở thể rắn,

dạng lơ lửng hoặc có phân tử khối lớn không thể khuếch tán vào màng sẽ được phân hủy

thành dạng có phân tử khối nhở hơn tại bề mặt màng sau đó mới tiếp tục quá trình vận

chuyển và tiêu thụ trong màng vi sinh giống như trên. Sản phẩm cuối cùng của quá trình

trao đổi được vận chuyển ra khỏi màng vào chất lỏng. Quá trình tiêu thụ cơ chất được mô

tả bởi công thức sau:

Màng hiếu khí: CHC + oxy + nguyên tố vết sinh khối + sản phẩm cuối cùng.

Màng kị khí: CHC + nguyên tố vết sinh khối + sản phẩm cuối cùng.

Quá trình sinh trưởng, phát triển và suy thoái của màng vi sinh vật:

Quá trình vi sinh vật phát triển dính bám trên vật liệu lọc được chia thành 3 giai đoạn

sau:

Giai đoạn 1: có dạng logarit, luc này màng vi sinh vật còn mỏng và chưa bao phủ hết

bề mặt vật liệu lọc. Trong điều kiện này tất cả vi sinh vật phát triển cùng nhau, cùng điều

kiện.

Giai đoạn 2: độ dày màng trở nên lớn hơn bề dày hiệu quả. Trong giai đoạn này tốc độ

phát triển là hằng số vì beef dày màng hiệu quả là không thay đổi, tổng lượng vi sinh vật

cũng đang phát triển không thay đổi trong suốt quá trình, lượng cơ chất chỉ dùng để duy trì

sự trao đổi chất của vi sinh vật và không có sự gia tăng sinh khối.

Giai đoạn 3: bề dày lớp màng trở nên ổn định, khi tốc độ phát triển màng cân bằng với

tốc độ suy giảm bởi sự phân hủy nội bào. Trong giai đoạn này, vi sinh vật thay đổi cả về

chủng loại và chất lượng. Lúc đầu hầu hết là vi khuẩn sau đó là protozoas và metazoas hình

thành nên hệ sinh thái.

2.1.3. Ưu – khuyết điểm của công nghệ lọc hiếu khí:


22


- Dễ dàng vận hành hệ thống xử lý.

- Hệ thống xử lý ít công trình đơn vị xử lý hơn.

- Thời gian khởi động hệ thống nhanh (khoảng 2 tuần với thiết bị lọc sinh học ngập nước và tiếp xúc quay và lâu hơn với thiết bị lọc nhỏ giọt)

- Khả năng loại bỏ những cơ chất phân hủy chậm

- Khả năng chịu biến động về nhiệt độ và tải lượng ô nhiễm.

- Sự đa dạng về thiết bị xử lý (RBC, bể lọc sinh học nhỏ giọt…)

- Hiệu quả cao đối với nước thải có nồng độ ô nhiễm thấp.

- Không có khả năng điều khiển sinh khối.

- Tốc độ làm sạc nước bị hạn chế bởi quá trình khuếch tán.

2.1.4. Cơ chế xử lý các chất:

2.1.4.1. Cơ chế xử lý Nitro của mô hình:

Màng vi sinh vật luôn có loài kị khí dù ít hay nhiều ngay cả trong quá trình hiếu khí.

Thường lớp ngoài cùng của màng là lớp hiếu khí, bên trong là lớp kị khí. Bề dày của lớp

hiếu khí không thay đổi trong một điều kiện hoạt động nhất định, khi bề dày của lớp hiếu

khí tăng theo tốc độ phát triển của vi sinh vật, phía trong của lớp hiếu khí sẽ chuyển thành

kị khí vì thiếu oxy. Sự tồn tại của 2 lớp màng hiếu khí và kị khí có khả năng loại bỏ nito

trong nước thải, bởi xảy ra đồng thời quá trình nitrate hóa và khử nitrate. Theo đó lớp hiếu

khí đóng vai trò nitate hóa và lớp kị khí đóng vai trò khử nitrate. Một phần nitrate sản sinh

ra trong lớp hiếu khí đi ra chất lỏng, phần còn lại bị lớp kị khí chuyển thành N2. Khi nồng

độ oxy hòa tan cao, bề dày lớp hiếu khí lớn thì quá trình nitrate hóa nhanh và mạnh hơn

nhưng tỷ lệ khử nitrate giảm vì bề dày lớp kị khí giảm. Ngược lại, nếu lượng oxy hòa tan

quá thấp thì khử nitrate diễn ra mạnh mẽ hơn nhưng khả năng nitrate hóa lại giảm. Do đó,


23

lượng oxy hòa tan tối ưu sẽ loại bỏ nito tốt nhất, vậy cần phải sục khí thích hợp để có được

sự loại bỏ nito lớn nhất.

Quá trình nitrate hóa:

Dưới tác dụng của Nitrosomonas và Nitrobacter, quá trình nitrate hóa xảy ra theo các

phương trình phản ứng sau đây:

NH3 + 3/2O2 NO2- + H+ + H2O + sinh khối : Nitrosomonas

NO2- + ½O2 NO3

- + sinh khối : Nitrobacter

Khi môi trường cạn nguồn carbon hữu cơ, các loại vi khuẩn (Nitrosomonas,Nitrobacter )

sẽ thực hiện quá trình nitrobacter theo 2 giai đoạn:

55NH4+ + 76O2 + 109HCO3- C5H7O2N + 54NO2

- + 57H2O + 104 H2CO3 400NO2- +

NH4+ + 4H2CO3 + HCO3

- + 195O2 C5H7O2N + 3H2O + 400NO3-

Quá trình khử nitrate: NO3- NO2

- NO N2O N2

Hai hệ enzyme tham gia vào quá trình khử nitrate:

Đồng hóa (assimilatory): NO3- NH3,tổng hợp tế bào, khi N-NO3

- là dạng nitơ duy nhất

tồn tại trong môi trường:

3NO3- + 14CH3OH + CO2 + 3H+ 3C5H7O2N + H2O

Dị hóa (dissimilatory) quá trình khử nitrate trong nước thải.

Bước 1: 6NO3- + 2CH3OH 6NO2

- + 2CO2 + 4H2O

Bước 2: 2NO2- + 3CH3OH 3N2 + 3CO2 + 3H2O + 6OH-

6NO3- + 5CH3OH 5CO2 + 3N2 + 7H2O+ 6OH-

Tổng quá trình khử nitrate:

NO3- + 1,08CH3OH+ H+ 0,065C5H7O2N + 0,47N2 + 0,76CO2 + 2,44H2O

2.1.4.2. Cơ chế xử lý phosphor của mô hình:

Các dạng phosphor trong nước thải: othorphosphate, polyphosphate và phospho liên

kết với chất hữu cơ. Vi sinh vật trong nước thải có tác dụng chuyển hóa polyphosphate

thành orthphosphat. Các muối phosphate của orthphosphat được vi sinh vât, thực vật phù

du, tảo… sử dụng làm nguồn dinh dưỡng phosphor, tham gia vào thành phần chủ yếu của


24

acid nucleic trong chất nhân (AND, ARN), các phospholipid, các polymer của màng tế

bào.

Đầu tiên vi khuẩn trong môi trường hiếu khí hấp thu phosphor cao hơn mức bình

thường, phosphor lúc này không chỉ cần cho việc tổng hợp, duy trì tế bào, vận chuyển năng

lượng mà còn được vi khuẩn chứa thêm 1 lượng dư vào trong tế bào để sử dụng ở những

giai đoạn hoạt động tiếp sau. Sau đó các tế bào này liên kết với nhau tạo thành bông cặn

bám trên vật liệu lọc, tạo nên lớp yếm khí trước. Sau đó vi khuẩn trong điều kiện yếm khí

tác động đến các acid béo bay hơi có sẵn trong nước tạo thành các sản phẩm chứa bên trong

tế bào đồng thời giải phóng phosphor. Cũng như có một số vi khuẩn có khả năng chứa

lượng dư phosphor như là polyphosphate trong tế bào.

2.1.4.3. Cơ chế xử lý chất hữu cơ của mô hình:

Các chất hữu cơ phức tạp như protein, tinh bột, chất béo… sẽ bị thủy phân bởi các

enzim ngoại bào thành các chất hữu cơ đơn giản như acid amin, acid béo, acid hữu cơ,

đường đơn…Các chất đơn giản này sẽ thấm qua màng tế bào và bị phân hủy tiếp hoặc bị

chuyển hóa thành các vật liệu xây dựng tế bào mới bởi quá trình hô hấp nội bào cho sản

phẩm cuối cùng là CO2 và H2O. Cơ chế gồm:

Bước 1: oxy hóa chất hữu cơ:

CxHyOzN + (x+y/4+z/3+3/4)O2 → xCO2 + [(y-3)/2]H2O + NH3

Bước 2: quá trình đồng hóa:

CxHyOzN + NH3 + O2 → xCO2 + C5H7NO2

Bước 3: quá trình dị hóa:

C5H7NO2 + 5O2 → xCO2 + H2O

NH3 + O2 → O2 + HNO2 → HNO3

2.1.5. Các nghiên cứu, ứng dụng công nghệ hiếu khí bám dính và những kết quả đạt

được:


25

Hình. Phân loại các công nghệ xử lý hiếu khí bám dính

- Năm 1868, ông Edward Frankland một thành viên của Hội đồng Anh đã nghiên cứu

phương thức lọc đối với nước thải ở Luân Đôn với một cột bên trong có chứa vật liệu

dạng tấm làm từ sỏi thôi và đất có than bùn.

- Năm 1882 Warrington đã chứng minh rằng có thể làm giảm chất ô nhiễm trong nước

bằng sỏi sạch.

- Lọc sinh học được áp dụng đầu tiên ở Mỹ tại trại thực nghiêm Lawrence bang

Matsachuset năm 1891 và Anh năm 1893.

- Năm 1901 hệ thống lọc sinh học đầu tiên được giới thiệu áp dụng tại Madison,

Wisconsin. Đến năm 1940, Mỹ có hơn 60% hệ thống xử lý nước thải áp dụng công

nghệ lọc sinh học.

- Năm 1960, đĩa quay sinh học đầu tiên được áp dụng ở Đức, sau đó ở Mỹ. Ở Myc và

Canada, 70% hệ thống đĩa quay sinh học được áp dụng để loại bỏ BOD, 25% để loại

bỏ BOD và Nitrate, 5% để loại bỏ Nitrate.

- Những năm 1970, lọc sinh học trở nên phổ biến ở Đức.

- Những năm 1980, lọc sinh học đước áp dụng để xử lý sự phát thải độc chất và sự phát

tán chất ô nhiễm hữu cơ trong công nghiệp.

- Đến những năm 1990 có hơn 500 hệ thống xử lý sử dụng biện pháp lọc sinh học trong

xử lý nước ở Đức và Hà Lan.

Hiếu khí

bám dính

Lọc hiếu khí

Lọc sinh học

nhỏ giọt

Đĩa quay sinh

học


26

- Năm 1995, Guitonas và Alexious đã tiến hành thí nghiệm sử dụng 1 bể lọc sinh học hai

giai đoạn là hiếu khí và khị khí với giá thể bằng chất dẻo. Hiệu quả sử lý nito đạt được

khá cao với nước thải đô thị ở nhiệt độ cao.

- Năm 1996, nhà máy xử lý nước thải KCN Việt Nam – Singapore đã áp dụng hệ thống

xử lý nước thải bằng phương pháp sinh học hiếu khí với giá thể gắn kết, sử dụng tấm

PVC nhám làm giá thể dính bám cho vi sinh vật, hiệu quả xử lý BOD đạt trên 70%.

- Năm 2004, Viện Hóa học Công nghệ đã phối hợp với Trung tâm Công nghệ môi trường

quốc tế Nhật Bản (ICETT) chuyển giao công nghệ xử lý bằng vi sinh vật. Công nghệ

này được áp dụng để xử lý nước thải sông Tô Lịch cực kì ô nhiễm.

Các công nghệ sinh học đã được hình thành và được áp dụng trong thực tế:

Công nghệ lọc sinh học RBC

Lọc sinh học RBC (rotating Biological Contactor) là công nghệ tiên tiến trong xử lí

nước thải nhằm giảm thiểu các chất ô nhiễm, đồng thời là công nghệ tiết kiệm năng lượng,

tiết kiệm chi phí xử lý. Hệ thống này được nghiên cứu và phát triển tại Đức vào những năm

1960, đến nay đã được ứng dụng rộng rãi tại 140 quốc gia trên thế giới. Hệ thống thích hợp

cho các nước thải có nguồn gốc sinh hoạt như nước thải tại các toà nhà, khu dân cư, bệnh

viện ... và nước thải một số ngành sản xuất công nghiệp. Ở Việt nam, Công ty Cổ phần

Công nghiệp Môi trường (Viện Máy và Dụng cụ Công nghiệp đã nghiên cứu chế tạo và

ứng dụng rất hiệu quả thiết bị này và đưa vào xử lý nước thải tại một số ngành công nghiệp

thực phẩm và các khu dân cư sinh thái, các bệnh viện khách sạn ... Thiết bị được đánh giá

là một giải pháp tiết kiệm chi phí trong xử lý nước thải hiện nay.

Công nghệ AFBR

Công nghệ AFBR (Advance Fixed Bed reactor) là một công nghệ được GREE phát

triển từ công nghệ FBR (Fixed Bed Reactor) được bổ sung hệ thống sensor cảm biến DO

và hệ thống điều khiển tự động cung cấp khí giúp điều chinh oxy trong nước luôn ở nồng

độ tối ưu đem lại hiệu quả xử lí vượt trội và tiết kiệm điện năng.Hệ thống tích hợp cả 3 quá

trình: sinh học bùn hoạt tính lơ lửng,quá trình tùy nghi khử N và P, quá trình vi sinh vật

sinh trưởng ở dạng bám dính trên vật liệu tiếp xúc trong hệ thống.Hệ thống phân phối khí


27

bọt mịn trong hệ thống AFBR được GREE thiết kế có thể tăng lượng ôxy hoà tan trong

nước lên đến 28%. Quá trình thực hiện đạt hiệu quả cao có thể tiết kiệm điện năng tiêu thụ

cho hệ thống cung cấp dưỡng khí khoảng 40%. Hơn nữa, AFBR có thể giảm thiểu việc sử

dụng hoá chất bằng cách tăng nồng độ MLSS của các chủng vi sinh nuôi cấy.Hệ thống

AFBR của GREE có khả năng điều chỉnh giảm công suất máy thổi khí trong thời gian đầu

khi dự án đi vào quá trình hoạt động mà vẫn chưa hoạt động hết công suất giúp tiết kiệm

chi phí vận hành và bảo trì luôn ở mức thấp nhất.

Công nghệ MBBR

MBBR là từ viết tắt của cụm từ Moving Bed Biofilm Reactor, được mô tả một cách dễ

hiểu là quá trình xử lý nhân tạo trong đó sử dụng các vật làm giá thể cho vi sinh dính bám

vào để sinh trưởng và phát triển, là sự kết hợp giữa Aerotank truyền thống và lọc sinh học

hiếu khí.Công nghệ MBBR là công nghệ mới nhất hiện nay trong lĩnh vực xử lý nước thải

vì tiết kiệm được diện tích và hiệu quả xử lý cao. Vật liệu làm giá thể phải có tỷ trọng nhẹ

hơn nước đảm bảo điều kiện lơ lửng được. Các giá thể này luôn chuyển động không ngừng

trong toàn thể tích bể nhờ các thiết bị thổi khí và cánh khuấy. Mật độ vi sinh ngày càng gia

tăng, hiệu quả xử lý ngày càng cao.Tương tự Aerotank truyền thống, bể MBBR hiếu khí

cũng cần một MBBR thiếu khí (Anoxic) để đảm bảo khả năng xử lý nitơ trong nước thải.

Thể tích của màng MBBR so với thể tích bể được điều chỉnh theo tỷ lệ phù hợp, thường là

<50% thể tích bể.Ứng dụng cho hầu hết các loại nước thải có ô nhiễm hữu cơ: trường học,

khu dân cư, bệnh viện, thủy sản, sản xuất chế biến thực phẩm, đồ uống đóng hộp, nước

thải công nghiệp, dệt nhuộm…

2.2. KẾT QUẢ TÍNH TOÁN:

2.2.1. Hiệu quả loại bỏ COD:

Công thức tính toán: �� =(��–�).�.��.�

��ẫ�

Trong đó: Vo: thể tích Fe(II) chuẩn mẫu trắng

V: thể tích Fe(II) chuẩn mẫu

N: nồng độ Fe(II)


28

f: độ pha loãng

Vị trí lấy mẫu

Thể tích mẫu đem đi phân tích (mL)

Hệ số pha loãng (f)

VFe 0,025N (mL)

COD (mg/L)

Hiệu quả xử lý COD (%)

Mẫu trắng 0 3,5 0

Đầu vào 2 5 2,6 450

Sau 1h 2 5 3,0 250 44,44,

Sau 2h 2 5 3,2 150 66,67

Sau 3h 2 5 3,1 200 55,56

Sau 4h 2 5 3,05 225 50

Nhận xét:

Sau 1 giờ, hiệu quả xử lý chưa cao do hoạt động của vi sinh vật chưa mạnh mẽ, lúc này

các vi sinh vật đang bắt đầu thích nghi với môi trường cơ chất mới. Giai đoạn sau đó, quá

trình oxy hóa COD điễn ra mạng mẽ, đặc biệt là sau 2 giờ thích nghi. Các vi sinh vật dùng

COD để nuôi sống cơ thể và tăng sinh khối, giai đoạn này loại bỏ được 66,67% lượng COD

ban đầu. Sau 3 giờ, 4 giờ các vi sinh vật bắt đầu suy giảm nhưng vẫn có khả năng loại bỏ

COD và khả năng nó chỉ khử được 50% COD.


29

2.2.2. Hiệu quả xử lý phosphor tổng theo thời gian:

Chỉ tiêu T-P

Đường chuẩn Phospho

Nồng độ

P (mg/L) 0.1 0.2 0.4 0.6 0.8 1

Độ hấp

thu A 0.1346 0.2150 0.2871 0.3620 0.4359 0.5123

0

100

200

300

400

500

0 1 2 3 4 5

CO

D(m

g/l)

Thời gian (h)

ĐỒ THỊ BIỂU DIỄN COD THEO THỜI GIAN


30

Phương trình đường chuẩn: A=0.4005C+0.1176 với r2=0.9901

fA

C .4005,0

1176,0

Thế các giá trị độ hấp thu vào phương trình ta thu được giá trị nồng độ theo bảng

sau.

Kết quả

Thời gian Đầu vào 0h 1h 2h 3h 4h

Độ hấp thu quang A

0,2299 0.1789 0.1417 0.1375 0,1715 0,1819

Hệ số pha loãng (f)

20 20 20 20 10 10

Nồng độ

(mg/L)

5.608 3.061 1.203 0.994 1.345 1.605

H % 0 45.42 78.55 82.27 76.02 71.38

y = 0.4005x + 0.1176R² = 0.9901

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2

A

Nồng độ (mg/L)

ĐỒ THỊ ĐƯỜNG CHUẨN T-P


31

Nhận xét:

Tại thời điểm 2h, lượng Phospho tổng trong bể là thấp nhấtkhả năng xử lí cao nhất,

với hiệu suất là 82.27.Từ 3h-4h, khả năng xử lí giảm và độ chênh lệch giữa hai mức thời

gian là không đáng kể. Nguyên nhân là do trong giai đoạn 1h,vi sinh vật bắt đầu thích nghi

0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

3.5

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 4 4.5

Nồ

ng

độ

(m

g/L)

Thời gian (h)

ĐỒ THỊ BIỂU DIỄN NỒNG ĐỘ T-P THEO THỜI GIAN

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 4 4.5

Hiệ

u s

uát

%

Thời gian (h)

ĐỒ THỊ BIỂU DIỆN HIỆU SUẤT XỬ LÝT-P THEO THỜI GIAN


32

và phát triển mạnh mẽ nên hiệu quả xử lí T-P tăng dần, chúng dùng phospho để tổng hợp,

duy trì tế bào và vận chuyển năng lượng. Tới giai đoạn 2h vi sinh vật phất triển đạt cực đại,

chúng cần lượng phospho nhiều hơn nữa nên hiệu quả xử lí là lớn nhất (82.27%). Từ giờ

thứ 3-4, vi sinh vật trong bể suy giảm số lượng do đó khả năng xử lí giảm xuống còn 76.02-

71.38%.

2.2.3. Hiệu quả loại bỏ Nitrate:

Đường chuẩn Nitrate:

Mẫu 1 2 3 4 5

Nồngđộ

C (mg/L)

0,1 0,2 0,3 0,4 0,5

A 0,009 0,121 0,248 0,320 0,454

Kết quả

Mẫu Đầu vào 1h 2h 3h 4h

y = 0.9127x + 0.0897R² = 0.9939

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5

A

Nồng độ nitrat (mg/L)

ĐỒ THỊ ĐƯỜNG CHUẨN NITRAT


33

Pha loãng 0 0 0 0 0

Độ hấp thu 0.340 0.324 0.258 0.403 0.403

Nồng độ

(mg/L)

0.274 0.257 0.184 0.343 0.343

Nhận xét

Nồng độ Nitrate đầu vào là 0.274 (mg/l), sau 2h trong bể diễn ra quá trình khử nitrate

nên nồng độ giảm còn 0.184 mg/l.Giờ thứ 3, trong bể diễn ra quá trình nitrate hóa làm nồng

độ nitrate tăng lên từ 0.184-0.343, và đến giờ thứ 4 nồng độ này vẫn không thay đổi. Điều

đó cho thây sau 4h hoạt động, khả năng xử lí của vi sinh vật giảm và đang ở mức bão hòa.

2.2.4. Hiệu quả xử lý Nitrit:

Đường chuẩn nitrit

Nồng độ nitrit

(mg/L) 0.02 0.04 0.08 0.12 0.16 0.2

Độ hấp thu A 0.049 0.109 0.23 0.359 0.459 0.582

0

0.05

0.1

0.15

0.2

0.25

0.3

0.35

0.4

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 4 4.5

ĐỒ THỊ BIỂU DIỄN NỒNG ĐỘ NITRATE THEO THỜI GIAN


34

Kết quả

Mẫu Đầu vào 1h 2h 3h 4h

Pha loãng 0 10 10 2.5 2.5

Độ hấp thu A 0.000 0.054 0.073 0.165 0.161

Nồng độ C (mg/L) 0 0.207 0.272 0.146 0.142

y = 2.9548x - 0.0073R² = 0.9991

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0 0.05 0.1 0.15 0.2 0.25

A

Nồng độ (mg/L)

ĐỒ THỊ ĐƯỜNG CHUẨN NITRIT

0

0.05

0.1

0.15

0.2

0.25

0.3

0 1 2 3 4 5

ĐỒ THỊ BIỂU DIỄN NỒNG ĐỘ NITRIT THEO THỜI GIAN


35

Nhận xét:

Nồng độ nitrite đầu vào bằng 0 do ban đầu trong nước thải N tồn tại ở 2 dạng là nitrate

và amoni. Sau 2h xử lí, trong bể diễn ra quá trình khử ntrate và chuyển hóa amon tạo nitrite.

Do đó kết quả nồng độ nitrite tăng từ 0-0.272 mg/l.Từ giờ xử lí thứ 3, trong bể diễn ra

quá trình nitrate hóa nên nồng độ nitrate giảm xuống còn 0.146 và giờ thứ 4 là 0.142.Sau

4h hoạt động, có thể thấy khả năng xử lí của vi sinh vật giảm xuống.

2.2.5. Hiệu quả xử lí Amonia (N-NH4+)

�� =�� − ��

��

× �� × 14.0067 × 1000

V1: thể tích dung dịch HCl dùng để chuẩn độ mẫu, mL.

V2: thể tích dung dịch HCl dùng để chuẩn độ mẫu trắng, mL, V2 = 0,1 mL.

Vo :thể tích mẫu đem đi phân tích, mL.

NHCl: nồngđộ HCl chuẩn độ = 0,019 N

14,0067: nguyên tử lượngcủa nitơ.

STT Mẫu Vmẫu(mL) VHCl (mL) Nồng độ N-NH4(mg/L) H (%)

1 Đầu vào 25 2.3 23.42 0

2 Đầu ra1h 25 0.10 0 100

3 Đầu ra 2h 25 0.10 0 100

4 Đầu ra 3h 25 0.15 0.53 97.72

5 Đầu ra 4h 25 0.25 1.60 93.18


36

Nhận xét:

Hiệu suất xử lí amonia giảm theo thời gian do trong bể diễn ra quá trình amon hóa.

Hiệu suất xử lí giảm dần do sự sinh trưởng theo pha của vi sinh vật.

2.3. KẾT LUẬN

Bảng tóm tắt hiệu quả xử lí của mô hình

Chỉ tiêu Đầu vào Đầu ra

COD 450 225

T-P 5.608 1.605

nitrate 0.274 0.343

nitrite 0 0.142

amonia 23.42 1.60

Kết quả cho thấy mô hình có khả năng xử lí các chỉ tiêu COD (50%), T-P(71.38%),

amonia (93.1%). Do mô hình diễn ra quá trình sinh học hiếu khí nên nồng độ nitrite và

nitrate tăng theo thời gian do phản ứng nitrate hóa và chuyển hóa amon. Mô hình thích hợp

xử lí nước thải bị nhiễm amonia cao.

0

5

10

15

20

25

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 4 4.5

Nồ

ng

độ

(m

g/L)

Thời gian (h)

ĐỒ THỊ BIỂU DIỄN NỒNG ĐỘ N-NH4 THEO THỜI GIAN


37

BÀI 3: XỬ LÝ NƯỚC THẢI BẰNG MÔ HÌNH MBR

(MEMBRANE BIOREACTOR) HIẾU KHÍ ĐẶT NGẬP

3.1. PHẦN LÝ THUYẾT:

3.1.1. Nguyên tắc hoạt động của bể MBR:

MBR là viết tắt của cụm từ Membrane Biorector, có thể định nghĩa là công nghệ xử lý

nước thải bằng cách kết hợp quá trình sinh học bùn hoạt tính với màng lọc. Cấu tạo của

một hệ thống MBR bao gồm: Bể phản ứng sinh học và module màng lọc.

Cơ chế hoạt động của bể MBR có thể được mô tả ngắn gọn như sau: Nước thải được

đưa vào trong bể, qua quá trình xử lí sinh học, trong đó vi sinh vật sử dụng các chất bẩn

trong nước thải để làm thức ăn, nước thải được làm sạch và thấm qua màng, các chất bẩn

còn lại trong nước thải sẽ bị loại bỏ và giữ lại trong bể. Tóm lại bể MBR là sự kết hợp giữa

2 quá trình cơ bản: xử lí hiếu khí & lọc trong một đơn nguyên.

Bể phản ứng sinh học: theo mô hình trong phòng thí nghiệm thì bể phàn ứng sinh học

này tương tự bể Aerotank. Quá trình sinh học sẽ điễn ra qua 3 giai đoạn.

Giai đoạn 1: Bùn hoạt tính hình thành và phát triển. Lúc này, cơ chất và chất dinh

duỡng đang rất phong phú, sinh khối bùn còn ít. Theo thời gian, quá trình thích nghi

của vi sinh vật tăng, chúng sinh trưởng rất mạnh theo cấp số nhân, sinh khối bùn tăng

mạnh. Vì vậy, lượng oxy tiêu thụ tăng dần vào cuối giai đoạn này rất cao. Tốc độ tiêu

thụ oxy vào cuối giai đoạn này có khi gấp 3 lần ở giai đoạn 2. Tốc độ phân hủy chất

bẩn hữu cơ tăng dần.

Giai đoạn 2: Vi sinh vật phát triển ổn định, hoạt lực enzym đạt cực đại và kéo dài trong

thời gian tiếp theo. Tốc độ phân hủy chất hữu cơ đạt cực đại, các chất hữu cơ bị phân

hủy nhiều nhất. Tốc độ tiêu thụ oxy gần như không thay đổi sau một thời gian khá dài.

Giai đoạn 3: Tốc độ tiêu thụ oxy có chiều hướng giảm dần và sau đó lại tăng lên. Tốc

độ phân hủy chất bẩn hữu cơ giảm dần và quá trình Nitrat hóa amoniac xảy ra. Sau

cùng, nhu cầu tiêu thụ oxy lại giảm và quá trình làm việc của Aerotank kết thúc.

Điểm khác biệt của bể MBR sao với Aerotank là thay vì lắp đặt bể lắng 2 phía sau thì

nước được hút qua màng lọc rồi đi ra ngoài, vì thế sẽ không có tuần hoàn bùn.


38

Module màng lọc: Hệ thống màng lọc trong bể MBR sử dụng loại màng bán thấm

(semi-permeable). Mỗi đơn vị module màng được cấu tạo gồm nhiều sợi rỗng liên kết

với nhau, mỗi sợi rỗng lại cấu tạo giống như một màng lọc với các lỗ lọc rất nhỏ mà

một số vi sinh vật không có khả năng xuyên qua. Các đơn vị MBR này sẽ liên kết với

nhau thành những module lớn hơn và đặt vào các bể xử lý. Hệ thống màng lọc có kích

thước lỗ rất nhỏ (Phòng thí nghiệm sử dụng màng lọc MOTIMO có kích thước lỗ lọc

là 0.1 µm) có vai trò giữ lại các chất ô nhiễm cần xử lí và cho nước sạch thấm qua màng

(bán thấm).

3.1.2. Ưu nhược điểm của bể MBR:


Hiệu quả trong việc xử lý với khối lượng

sinh khối cao và mức chịu tải cao.

Cặn lơ lửng duợc khử hoàn toàn ở dòng ra.

Hiệu quả khử trùng tốt.

Giảm diện tích xây dựng (Do tổng hợp cả

bể aerotank, lắng, lọc và khử trùng vào làm

một)

Tuổi thọ của thiết bị cao (sử dụng đúng

cách có thể lên đến 15 – 20 năm)

Giá thành lắp đặt và vận hành cao (Nếu sử

dụng ở mô hình nhỏ, lượng nước cần xử lý

ít)

Màng luôn cần được kiểm tra và bảo

dưỡng.

Nhạy cảm với hóa chất, gây giảm tuổi thọ.

Vấn đề tắc nghẽn màng

3.1.3. So sánh giữa các mô hình MBR

So sánh 2 mô hình MBR hiếu khí và kị khí:

Công nghệ MBR hiếu khí: Bể sinh học được sục khí bằng máy thổi khí hoặc máy nén

khí nhằm cung cấp lượng oxy cho vi sinh vật hiếu khí hoạt động, duy trì trạng thái lơ

lửng của sinh khối.


39

Công nghệ MBR kỵ khí: là sự kết hợp bể sinh học kỵ khí với quá trình lọc màng. Lợi

thế của hệ thống là sản sinh lượng bùn thấp, tận dụng được năng lượng từ sinh khối, bể

xử lý có thể khép kín hoàn toàn.

Không chỉ có 2 mô hình MBR hiếu khí/kị khí, mô hình MBR còn có 2 kiểu đặt màng:

(a) Kiểu đặt ngập màng MBR: bằng cách hút hoặc dùng áp lực, nước thải sau xử lý sẽ

đi qua màng và được đưa ra ngoài, bùn và vi sinh vật không thể qua màng nên được

giữ lại (không cần bơm tuần hoàn lại bùn). Máy thổi khí không chỉ cung cấp khí cho

vi sinh vật, mà còn có tác dụng thổi bung màng để tránh tăc nghẽn, do đó kiểu đặt

ngập khá phù hợp cho mô hình hiếu khí.

(b) Kiểu đặt ngoài: khác với kiểu đặt ngập, nước trong bể sẽ được bơm ra ngoài và đi

ngang qua hệ thống màng lọc, nước sẽ đi qua màng rồi đi ra ngoài, bùn và vi sinh

vật sẽ được tuần hoàn lại bể. Hệ thống màng lọc này có cấu tạo như hình. Kiểu đặt

màng này phù hợp cho cả mô hình hiếu khí và kị khí.

Kiểu đặt ngoài (side-stream MBR) Kiểu đặt ngập (submerged MBR)

Chi phí sục khí thấp (~20%)

Chi phí bơm nước thải cao (60 – 80%)

Tốc độ xử lí nhanh

Yêu cầu làm sạch màng thường xuyên

Chi phí vận hành cao

Chi phí đầu tư thấp

Chi phí sục khí cao (~90%)

Chi phí bơm nước thải thấp (chi phí cao

hơn ~28% nếu sử dụng bơm hút)

Tốc độ xử lí chậm

Chi phí vận hành thấp

Chi phí đầu tư cao

Bảng. So sánh giữa hai cách đặt màng MBR trong nước và bên ngoài.

(Nguồn: http://www.wioa.org.au/conference_papers/01/paper8.htm)


40

Hình. Hai kiểu đặt màng MBR trong bể xử lý nước thải

3.1.4. Vấn đề nghẹt màng: các yếu tố ảnh hưởng và các biện pháp giảm thiểu

Quá trình tắc nghẽn màng hình thành theo 3 cơ chế sau:

- Một số lượng lớn các phân tử tích lũy trên bề mặt màng tạo thành lớp gel. Sự hình

thành lớp gel phụ thuộc kích thước lỗ màng.

- Các vật liệu có kích thước lớn đi vào khe lọc gây bít khe màng và làm tắc nghẽn màng

nhanh hơn. Cơ chế này thường diễn ra với các chất hữu cơ hòa tan cao phân tử, mạch

dài.

- Một vài chất ô nhiễm, những vi khuẩn nhỏ đi vào lỗ màng lọc hình thành bức tường lỗ

lọc, làm giảm diện tích lỗ và gia tăng trở lực màng.


41

Hình: Cơ chế nghẹt màng (Bourgeous và cộng sự, 2001)

(a) Sự hình thành lớp gel/ bánh bùn (b) Bít lỗ màng lọc (c) Hẹp lỗ màng lọc

Làm sạch màng là loại bỏ các tác nhân gây tắc nghẽn bám trên bề mặt và bên trong lỗ

màng. Tần số làm sạch là một yếu tố quan trọng ảnh hưởng đến tuổi thọ hoạt động của

màng. Màng cần được làm sạch vật lí, sạch hóa học và sạch sinh học. Khi thông lượng

màng phục hồi gần thông lượng ban đầu là quá trình làm sạch màng đạt hiệu quả.

Có thể phân biệt bốn phương pháp làm sạch gồm làm sạch thủy lực, làm sạch cơ khí,

làm sạch hóa chất và làm sạch điện. Việc chọn phương pháp làm sạch phụ thuộc vào loại

màng, sức đề kháng hóa chất của màng và các tác nhân gây tắc nghẽn gặp phải.

- Làm sạch thủy lực là rửa ngược bằng nước, trong đó hướng của dòng thấm qua màng

được định kỳ đảo ngược. Nhược điểm của rửa ngược là làm giảm thời gian lọc, mất

mát một lượng dòng thấm dùng rửa ngược lại nên hiệu quả của rửa ngược trong ứng

dụng công nghiệp rất hạn chế và cần được tối ưu hóa hơn nữa về thời gian rửa và

khoảng cách giữa mỗi lần rửa ngược.

- Làm sạch cơ khí sử dụng các bọt khí lớn chỉ áp dụng trong các hệ thống module màng

ống. Một số nghiên cứu khác đang phát triển làm sạch cơ học sử dụng sóng siêu âm.

- Làm sạch hóa chất là phương pháp phổ biến để giảm bẩn màng với một số hóa chất

được sử dụng riêng rẽ hoặc kết hợp. Nồng độ hóa chất và thời gian làm sạch cũng rất

quan trọng, liên quan chặt chẽ đến trở lực của màng


42

- Làm sạch bằng điện là một phương pháp rất đặc biệt, sử dụng điện trường khiến các

hạt tích điện, các phân tử di chuyển theo hướng của điện trường.

3.1.5. Các nghiên cứu, ứng dụng của MBR và các kết quả đạt được

Lê Quang Huy, Nguyễn Phước Dân và Nguyễn Thanh Phong (2009). ỨNG DỤNG QUÁ

TRÌNH THIẾU KHÍ TỪNG MẺ ĐỂ XỬ LÝ OXIT NITƠ NỒNG ĐỘ CAO TRONG NƯỚC

RÁC CŨ, Science & Technology Development, Vol 12, No.02 – 2009. Mô hình thiếu khí

sinh học từng mẻ đã được áp dụng nhằm xử lý các oxit Nitơ với nồng độ khoảng 1,000

mg/L. Với quá trình khử nitrit đơn thuần và có bổ sung nguồn C, mô hình thiếu khí cho

hiệu quả khử nitrit luôn đạt hiệu suất > 95% và hiệu quả xử lý tổng nitơ đạt từ 83 đến 87%

với nồng độ ammonia sau xử lý còn lại từ 100-130mg/L ở thời gian lưu nước HRT=144h.

Một phần ammoni trong nước thải sau nitrat hóa bán phần cũng được loại bỏ trong quá

trình này (30-50%). Nước sau khử nitrit có màu vàng sậm và pH của nước thải tăng từ pH

vào khoảng 8,2 đến giá trị khoảng 8,9.

Trần Thị Việt Nga, Trần Hoài Sơn, Trần Đức Hạ (2012) NGHIÊN CỨU XỬ LÝ NƯỚC

THẢI ĐÔ THỊ BẰNG PHƯƠNG PHÁP SINH HỌC KẾT HỢP MÀNG VI LỌC, tạp chí

khoa học công nghệ xây dựng, số 13/8-2012. Nước thải được thu gom từ hệ thống thoát

nước chung có nồng độ chất hữu cơ thấp (COD 120-200 mg/l) nhưng hàm lượng chất dinh

dưỡng như Nitơ, Phốt pho khá cao (TN: 10-50 mg/L) Nhóm nghiên cứu đã khảo sát cụm

mô hình xử lý nước thải bằng phương pháp sinh học trong điều kiện thiếu khí-hiếu kết hợp

với màng vi lọc đặt ngập (màng UF sợi rỗng) để xử lý nước thải sinh hoạt có tải trọng chất

hữu cơ thấp. Kết quả vận hành mô hình liên tục trong hơn 5 tháng cho thấy với các điều

kiện khác nhau về thời gian lưu thủy lực thì hiệu suất xử lý chất hữuu cơ (COD) luôn ổn

định và cao (lớn hơn 90%). Hiệu suất xử lý Nitơ (Nitơ tổng số, Amôni) tuy nhạy cảm hơn

với sự thay đổi môi trường (nồng độ oxi hòa tan, tải trọng chất hữu cơ) tuy nhiên cũng rất

cao, thỏa mãn yêu cầu xả thải nghiêm ngặt theo QCVN 40:2012/BTNMT. Hiệu suất xử lý

Nitơ tăng khi tỷ lệ bùn tuần hòan (BTH) từ bể hiếu khí sang bể thiếu khí tăng, và đạt giá

trị cao nhất khi tỷ lệ BTH là 300% trong quá trình vận hành mô hình.


43

A. Nagano, E. Arikawa và H. Kobayashi (1992). THE TREATMENT OF LIQUOR

WASTEWATER CONTAINING HIGH-STRENGTH SUSPENDED SOLIDS BY

MEMBRANE BIOREACTOR SYSTEM, Water Science & Technology Vol 26 No 3-4 pp

887–895. Nước thải được đưa vào hệ thống có nồng độ SS 13.000 mg/L và COD là 40.000

mg/l. Hệ thống này có hiệu suất cao trong phân hủy SS và loại bỏ hợp chất hữu cơ. Nước

sau xử lý có BOD thấp hơn 100 mg/l và COD là dưới 600 mg/l. Việc loại bỏ COD là hơn

98% ở mức tải COD 7 kg/m3/ngày. Hơn 0,28 m3 khí metan được lấy từ 1 kg-COD. Tỉ lệ

phân hùy VSS tính dc từ cân bằng VSS là 85% và tì lệ chuyển hóa VSS từ chất dinh dưỡng

(COD) là 0,057 kg-VSS/kg-COD.


44

3.2. KẾT QUẢ TÍNH TOÁN

3.2.1. Khả năng xử lý COD

Xác định lại nồng độ Fe(II) 0.1N bằng dung dịch K2Cr2O7 0.1N

�� = (��)��

��

= 0.1 × 10

7.7 = 0.13�

Dùng dung dịch Fe (II) pha loãng 4 lần có nồng độ 0,0325N đem chuẩn độ.

Phân tích COD:

Sử dụng dung dịch phá mẫu K2Cr2O7 0.025 N, tiến hành phân tích với 3 mẫu nước thải

và 2 mẫu trắng. Nồng độ Fe II đem chuẩn độ là 0.0325N.

COD (mg/L) = (��)� � � ��

��

Trong đó:

N: nồng độ đương lượng của muối Fe (II) (N).

V: thể tích dung dịch Fe (II) dùng để chuẩn độ mẫu (mL).

Vo : thể tích dung dịch Fe(II) dùng để chuẩn độ mẫu trắng (mL).

Vsample : thể tích mẫu đem đi chuẩn độ.

Vo(ml)

Mẫu

trắng

V Fe II(ml) COD (mg/L) Hiệu

suất

(%)

Mẫu

(V)

Hệ

số

pha

loãng

Đầu

vào

3.4 2.45 10 =

(3.4 − 2.45 ) × 0.0325 × 8000

2× 10

= 1235

Đầu

ra 1h

3.4 3.20 10 =

(3.4 − 3.15 ) × 0.0325 × 8000

2× 10

= 260

78.95%


45

Đầu

ra 2h

3.4 3.25 10 =

(4.6 − 3.6 ) × 0.0236 × 8000

2 = 195

84.21%

Đầu

ra 3h

3.4 3.30 10 =

(4.6 − 3.3) × 0.0236 × 8000

2 = 130

89.47%

Đầu

ra 4h

3.4 3,30 10 =

(4.6 − 3.2) × 0.0236 × 8000

2 = 130

89.47%

Hình: Đồ thị biểu diễn nồng độ COD theo thời gian

Nhận xét:

Hiệu quả loại bỏ COD của mô hình rất lớn, đạt gần 80% sau giờ đầu tiên, sau đó hiệu

suất xử lí tăng chậm và đạt khoảng 90% sau 4 giờ. Nước sau xử lý đạt tiêu chuẩn xả thải

loại A theo QCVN 40:2011/BTNMT.

Giải thích

Lượng bùn hoạt tính trong bể MBR đã có thời gian sinh trưởng khá dài (16/12 –

23/12/2013) nên VSV trong bùn đã chuyển sang pha ổn định, do đó hiệu suất loại bỏ COD

là khá cao và khá ổn định trong suốt thời gian vận hành hành bể

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1 2 3 4 5


46

Hiệu suất loại bỏ COD tăng nhẹ theo thời gian, nguyên nhân là do ban đầu khi mới bơm

nước thải vào, các VSV bắt đầu thích nghi dần với môi trường cơ chất mới, lúc này hoạt

động của vi sinh vật chưa mạnh. Giai đoạn sau đó quá trình oxy hóa COD diễn ra mạnh

hơn và sau 2 giờ thích nghi, các VSV dùng COD để nuôi sống cơ thể và tăng sinh khối,

giai đoạn này loại bỏ được 84.21% lượng COD ban đầu. Sau 3 và 4 giờ, các VSV đã phát

triển mạnh mẽ đạt đến mức ổn định và COD loại đạt mức cao nhất ( gần 90%).

3.2.2. Hiệu quả xử lý Phosphore

Dãy chuẩn

BĐM 50 ml 1 2 3 4 5 6 7

Dung dịch P

10 μg/mL

0.0

0.5 1.0 2.0 3.0 4.0 5.0

C (μg/mL) 0.0 0.1 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0

Độ hấp thu A 0.0 0.0761 0.1331 0.2733 0.3889 0.4673 0.5389

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2


47

Hình:Đồ thị biểu diễn độ hấp thu A theo nồng độ P

Phương trình hồi qui tuyến tính: A = 0.5253C + 0.04155


Phân tích mẫu

STT MẪU PHA

LOÃNG

ĐỘ HẤP

THU A

NỒNG

ĐỘ MẪU

(μg/mL)

Hiệu suất

(%)

1. Đầu vào 10 0.3242 5.381

2. Đầu ra 1h 25 0.1066 3.096 42.46%

3. Đầu ra 2h 25 0.1091 3.217 40.22%

4. Đầu ra 3h 25 0.0970 2.639 50.96%

5. Đầu ra 4h 25 0.0956 2.572 52.2%

Hiệu quả xử lỳ phospho của mô hình MBR không cao, chỉ đạt hơn 50%. Giai đoạn đầu

sau 2h hiệu quả xử lý thấp ( khoảng 40%) do VSV đang thích nghi với môi trường. Sau 3h

và 4h hiệu quả xử lý cao hơn ban đầu, xử lý đạt 50% do VSV phát triển mạnh, sử dụng

phospho để tăng sinh khối và sinh trưởng.

3.2.3. MLSS

Lấy 10ml mẫu đem phân tích.

Khối lượng giấy lọc sau khi sấy B = 0.0916g = 91.6 mg

Khối lượng của giấy lọc và SS sau khi sấy A= 0.1195g = 119.5 mg

Nồng độ MLSS trong bể được tính theo công thức:

MLSS(mg/L) = (��)×��

�� =

(��.��.�)×��

�� = 2790 (mg/L)


48

3.2.4. Sự biến đổi các hợp chất Nito theo thời gian

3.2.4.1. Nitrite (N-NO2-)

Đường chuẩn

STT 1 2 3 4 5 6

C (μg/mL) 0.02

0.04 0.08 0.12 0.16 0.2

Độ hấp thu A 0.047 0.107 0.227 0.366 0.478 0.635

Hình: Đồ thị biểu diễn độ hấp thu A theo nồng độ nitrit

Phương trình hồi qui tuyến tính: A = 3,229C - 0.0237


y = 3.2293x - 0.0237R² = 0.9981

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0 0.05 0.1 0.15 0.2 0.25

Độ

hấp

thu

A

Nồng độ (mg/L)


49

Phân tích mẫu

STT Mẫu Hệ số pha loãng Độ hấp thu

A

Nồng độ mẫu (mg/L)

1 Đầu vào 0 0.124 0.046

2 Đầu ra 1h 25 0.333 2.762

3 Đầu ra 2h 25 0.316 2.630

4 Đầu ra 3h 25 0.303 2.529

5 Đầu ra 4h 25 0.300 2.506

3.2.4.2. Nitrate (N-NO3-)

Đường chuẩn:

STT 1 2 3 4 5

C (μg/mL) 0.2

0.4 0.6 0.8 1.0

Độ hấp thu A 0.043 0.129 0.182 0.473 0.578

Phương trình hồi qui tuyến tính: A = 0.707C – 0.143



50

Phân tích mẫu

STT Mẫu Hệ số pha loãng Độ hấp thu

A

Nồng độ mẫu (mg/L)

Đầu vào 0 0,038 0.256

Đầu ra 1h 25 0,587 25.813

Đầu ra 2h 25 0.577 25.460

Đầu ra 3h 25 0,588 25.849

Đầu ra 4h 25 0,575 25.389

3.2.4.3. Amonia (N-NH4+)

��=

�� − ��

��

× �� × 14.0067 × 1000

• V1: thể tích dung dịch HCl dùng để chuẩn độ mẫu, mL.

• V2: thể tích dung dịch HCl dùng để chuẩn độ mẫu trắng, mL, V2= 0,0 mL.

• Vo : thể tích mẫu đem đi phân tích, mL.

• NHCl: nồng độ HCL chuẩn độ = 0,02 N

• 14,0067: nguyên tử lượng của nitơ.

Bảng. Nồng độ N-NH4 (mg/L) và hiệu suất xử lí N-NH4 của bể MBR

STT Mẫu Vmẫu (mL) VHCl (mL) Nồng độ N-NH4(mg/L) H (%)

Đầu vào 25 2.75 30.815

Đầu ra 1h 25 2.40 26.893 12.73%

Đầu ra 2h 25 2.30 25.772 16.36%

Đầu ra 3h 25 2.40 26.893 12.73%

Đầu ra 4h 25 2.15 24.092 21.82%


51

Hình: Đồ thị biểu diễn nồng độ các hợp chất N theo thời gian

Nhận xét:

Theo thời gian, Nitơ amoni giảm nhẹ, nitrite, nitrate tăng mạnh trong một giờ đầu tiên,

sau đó các thông số Nitơ amoni, nitrite, nitrate ổn định và hầu như không thay đổi trong

suốt quá trình xử lí.

Giải thích:

Cùng với COD và P, Nitơ đầu vào trong nước thải dưới dạng amoni được VSV sử

dụng như chất dinh dưỡng để tăng trưởng trong giai đoạn đầu. Tuy nhiên, do lượng bùn

hoạt tính trong bể MBR đã có thời gian sinh trưởng khá dài (16/12 – 23/12) nên lúc này sự

sinh trưởng của VSV trong bể đi vào pha ổn định, mức tăng sinh khối và nhu cầu sử dụng

chất dinh dưỡng giảm dần, do đó hiệu suất xử lí (chuyển hóa) Nitơ amoni không cao (H ≤

25%) và hầu như không thay đổi trong quá trình vận hành của bể MBR.

Quá trình xử lý của mô hình là theo phương pháp hiếu khí nên sẽ diễn ra quá trình

nitrate hóa. Ở mẫu đầu vào, nước thải hầu như chỉ chứa amoni, gần như không có nitrite,

0

5

10

15

20

25

30

35

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 4 4.5

Nồn

g độ

(m

g/L

)

Thời gian (h)

Đồ thị biểu diễn nồng độ các hợp chất N theo thời gian

Amoni (mg/L) Nitrite (mg/L) Nitrate (mg/L)


52

nitrate. Sau 1 thời gian sục khí, nhóm VSV Nitrate hóa hoạt động chuyển NH4+ thành NO2

-

, NO3- là nguyên nhân tăng dần 2 thành phần này trong nước thải. Đo đạc thông số NO2

-

rất nhỏ, có thể là do quá trình lấy mẫu, phân tích mẫu đã có sự chuyển đổi của Nitrite thành

Nitrate trong môi trường không khí với sự có mặt của Oxy và các VSV nitrate hóa.

3.3. KẾT LUẬN

Bảng tóm tắt hiệu quả xử lí của mô hình

Chỉ tiêu Đầu vào Đầu ra

COD 1235 130

T-P 5.381 2.572

nitrate 0.256 25.389

nitrite 0.046 2.056

amonia 30.815 24.092

Kết quả cho thấy mô hình có khả năng xử lí các chỉ tiêu COD (89.47%), T-P(52,20%),

khả năng xử lý amonia theo kết quả thực nghiệm khá thấp (21.81%). Do mô hình diễn ra

quá trình sinh học hiếu khí nên nồng độ nitrite và nitrate tăng theo thời gian do phản ứng

nitrate hóa và chuyển hóa amon. Mô hình thích hợp xử lí nước thải có tải lượng chất ô

nhiễm lớn..


53

BÀI 4: XỬ LÝ NƯỚC THẢI BẰNG MÔ HÌNH UASB

4.1. PHẦN LÝ THUYẾT

4.1.1. Tổng quan về quá trình xử lý kỵ khí và bể UASB

Quá trình xử lý kỵ khí

Cơ sở lý thuyết:

- Sự phân hủy kỵ khí là một loạt quá trình vi sinh vật phân hủy các hợp chất hữu cơ

thành khí metan (CH4).Tùy theo trạng thái của bùn có thể chia quá trình kỵ khí thành:

+ Quá trình xử lý kỵ khí lơ lửng: như quá trình tiếp xúc kỵ khí, bể UASB.

+ Quá trình xử lý kỵ khí dính bám: như quá trình lọc kỵ khí, tầng lơ lửng,….

- Quá trình kỵ khí để xử lý nước thải ô nhiễm nặng với hàm lượng COD và BOD cao.

Có nhiều chủng loại vi sinh vật cùng nhau làm việc để biến đổi các chất ô nhiễm hữu cơ

thành khí sinh học.

Organic pollution CH4 + CO2

- Quá trình phân hủy kỵ khí là quá trình sinh hóa phức tạp tạo ra hàng trăm sản phẩm

trung gian. Phương trình phản ứng sinh hóa kỵ khí có thể biểu diễn như sau:

Chất hữu cơ → CH4 + CO2 + NH3 + H2S + TB mới

- Một cách tổng quát quá trình này xảy ra theo 4 giai đoạn:

+ Giai đoạn thủy phân: giai đoạn thủy phân các hợp chất hữu cơ phức tạp thành những

đơn phân hòa tan. Trong giai đoạn này, dưới tác dụng của enzyme do vi khuẩn tiết ra, các

chất hữu cơ phức tạp như hydratcacbon, protein, lipit được thủy phân thành những chất

đơn giản như đường đơn, peptit, axit amin, glixerin, và các acid béo... Quá trình này xảy

ra khá chậm, phụ thuộc vào nhiệt độ, pH, cấu trúc các chất hữu cơ cần phân giải... Chất

béo thủy phân rất chậm.

+ Acid hóa: vi khuẩn lên men chuyển hóa các hợp chất hoàn tan thành chất đơn giản acid

béo dễ bay hơi. Vi khuẩn lên men chuyển hóa các acid amin, đường đơn và acid béo mạch

dài thành các acid hữu cơ mạch ngắn hơn như acid acetic, acid propionic, acid butyric, acid


54

lactic,… Ngoài ra còn có rượu methanol, ethanol, CO2, H2, NH3… Sản phẩm lên men tạo

mùi hôi thối do H2S, indol,... được sinh ra và pH của môi trường giảm.

+ Acetate hóa: vi khuẩn acetic chuyển hóa các sản phẩm của giai đoạn acid hóa thành

acetate, CO2, H2. Ngoại trừ acid acetic, các sản phẩm của quá trình acid hóa cần được phân

giải thành những phân tử đơn giản hơn để vi khuẩn methane có thể sử dụng. Sản phẩm của

quá trình là acid acetic, khí H2, CO2 được tạo thành bởi vi khuẩn acetate hóa, Khoảng pH

và nhiệt độ tối ưu của giai đoạn này là 6,7 – 7,8 và 35 – 420oC.

CH3CH2OH + H2O CH3COO- + H+ + 2H2.

CH3CH2COO- + 3H2O CH3COO- + HCO3- + H+ + 3H2.

CH3(CH2)2COO- + 2H2O 2CH3COO- + H+ + 2H2.

+ Methane hóa: đây là giai đoạn của quá trình phân hủy kỵ khí, Đây là giai đoạn cuối

cùng trong cả quá trình phân giải kỵ khí tạo sản phẩm mong muốn là khí sinh học với thành

phần có ích là khí metan bằng cách tổ hợp các con đường:

24%

52%

4% H2

76%

72% Acetic acid

CH4

28%

Phức chất hữu cơ

Quá trình thủy phân

Quá trình acetate hóa và

khử hydro

20%

Acid hữu cơ

Quá trình methane

hóa


55

4.1.1.2 Bể UASB

UASB – Upflow Anaerobic Sludge Blanket – Bể xử lý sinh học dòng chảy ngược qua

tầng bùn kỵ khí. UASB được thiết kế cho nước thải có nồng độ ô nhiễm chất hữu cơ cao

và thành phần chất rắn thấp. Nồng độ COD đầu vào được giới hạn ở mức min là 100mg/l,

nếu SS>3000mg/l không thích hợp để xử lý bằng UASB.

UASB được nghiên cứu và phát triển vào cuối những năm 1970 bởi Tiến sĩ Gatze

Lettinga và các đồng nghiệp tại trường đại học Wageningen (Hà Lan). Công nghệ này được

cây dựng thí điểm để xử lý nước thải của một nhà máy sản xất đường từ củ cải ở Hà Lan.

Năm 1980 công nghệ được công bố và ứng dụng rộng rãi. Ngày nay nó đã trở thành công

nghệ điển hình và phổ biến trong quá trình xử lý nước thải bằng biện pháp sinh học kỵ khí

do 2 đặc điểm:

- Cả 3 quá trình phân hủy – lắng bùn – tách khí được lắp đặt chung trong cùng một

công trình.

- Tạo thành lớp bùn hạt kỵ khí có mật độ VSV cao và tốc độ lắng vượt xa so với lớp

bùn hiếu khí lơ lửng.

- UASB là quá trình xử lý sinh học kỵ khí, trong đó nước thải sẽ được phân phối từ

dưới lên và được khống chế vận tốc phù hợp (v<1m/h). Cấu tạo của bể UASB thông thường

bao gồm: hệ thống phân phối nước đáy bể, tầng xử lý và hệ thống tách pha.

- Nước thải được phân phối từ dưới lên, qua lớp bùn kỵ khí , tại đây sẽ diễn ra quá

trình phân hủy chất hữu cơ bởi các vi sinh vật, hiệu quả xử lý của bể được quyết định bởi

tầng vi sinh này. Hệ thống tách pha phía trên bê làm nhiệm vụ tách các pha rắn – lỏng và

khí, qua đó thì các chất khí sẽ bay lên và được thu hồi, bùn sẽ rơi xuống đáy bể và nước

sau xử lý sẽ theo máng lắng chảy qua công trình xử lý tiếp theo.

- Bể UASB hoạt động dựa vào sự phân hủy hợp chất hữu cơ của các VSV kỵ khí bám

dính và lơ lửng trong bể. Tùy vào chất lượng đầu ra của bể có thể đặt thêm bể xử lý hiếu

khí phía sau.


56

* Ưu điểm:

- Xử lý các loại nước thải có nồng độ ô nhiễm hữu cơ rất cao, COD=15000mg/l.

- Hiệu suất xử lý COD có thể đến 80%.

- Có thể thu hồi nguồn khí sinh học sinh ra từ hệ thống.

- Ít tiêu tốn năng lượng vận hành.

- Ít bùn dư, giảm chi phí xử lý bùn, bùn sinh ra dễ tách nước.

- Nhu cầu dinh dưỡng thấp nên giảm được nên giảm được chi phí bổ sung dinh dưỡng.

- Cho phép vận hành với tải trọng cao, giảm diện tích công trình.

* Nhược điểm:

- Quá trình kị khí diễn ra chậm hơn quá trình hiếu khí.

- Bị ảnh hưởng bởi các chất độc hại.

- Giai đoạn khởi động kéo dài.

- Dễ bị sốc tải khi chất lượng nước vào biến động.

- Khó phục hồi sau thời gian ngừng hoạt động.

Hình 4.1 Cấu tạo bể UASB


57

4.1.2. Cấu tạo bể UASB

Bể UASB được chia thành 2 vùng chính:

Vùng chứa bùn phân hủy kỵ khí: (chiếm không quá 60% diện tích bể): Là lớp bùn hoạt

tính chứa các VSV kỵ khí có khả năng phân hủy các hợp chất hữu cơ, nước thải vào được

cho chảy qua lớp bùn này để xử lý.

Vùng lắng: nằm phía trên lớp bùn kỵ khí. Nước thải sau khi phân hủy sẽ di chuyển lên

vùng này để thực hiện quá trình lắng cặn.

Ngoài ra còn có hệ thống phân phối nước vào, hệ thống thu nước ra, hệ thống thu khí

và các vách ngăn và một số hệ thống phụ trợ khác.

4.1.2.1 Nguyên tắc hoạt động của bể UASB

Nước thải được nạp từ phía đáy bể thông qua bơm có vận tốc trong khoảng 0,6 – 0,9

m/h (thực tế 0,9 – 1,1 m/h), đi qua lớp bùn hạt. Quá trình xử lý xảy ra khi các chất hữu cơ

trong nước thải tiếp xúc với bùn hạt. Khí sinh ra trong điều kiện kỵ khí (chủ yếu là CH4 70

– 80% và CO2 20 – 30%) sẽ tạo nên dòng tuần hoàn cục bộ giúp cho quá trình hình thành

và duy trì bùn sinh học dạng hạt. Khí sinh ra từ lớp bùn sẽ dính bám vào các hạt bùn và

cùng với khí tự do nổi lên phía trên mặt bể. Tại đây, quá trình tách pha khí – lỏng – rắn xảy

ra nhờ bộ phận tách pha. Khí đi qua hệ thống thu khí. Bùn sau khi tách khỏi bọt khí lại lắng

xuống. Nước thải theo máng răng cưa dẫn đến công trình xử lý tiếp theo. Sau thời gian vận

hành liên tục của bể và do sự phát triển của VSV kỵ khí, lượng bùn trong bể sẽ tăng lên.

Do đó sau một thời gian vận hành, cần phải loại bỏ lớp bùn già ở đáy bể ra ngoài.

4.1.2.2 Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình xử lý của UASB

Ảnh hưởng của pH

Trong xử lí kị khí pH của môi trường ảnh hưởng rất lớn đến hoạt đông, sinh sản và phát

triển của sinh vật. đối với từng nhóm từng loài vsv có một khoảng pH tối ưu.

Trong xử lí kị khí mê tan thì có 2 nhóm thực hiện: nhóm vi sinh vật thực hiện quá trình

acid hóa làm pH môi trường giảm đi, khi độ pH xuống thấp thì quá trình acid hóa chậm

lại. Nhóm thứ 2 thực hiện quá trình metan hóa phát triển tốt ở giá trị PH gần trung tính


58

hoặc gần pH là một trong những yếu tố quan trọng quyết định đến hiệu xuất quá trình xử

lí nước thải, với pH = 7 hiệu suất xử lí đạt giá trị cao nhất (88,3 %). Hiệu suất xử lí thấp

nhất với pH = 6 (63,8 %). Ở pH kiềm tính vsv ít bị ảnh hưởng hơn so với pH acid. Ở pH

acid vi sinh vật hoạt động kém hiệu quả hơn so với trong môi trường kiềm và ở giá trị kiềm

nhẹ nhóm vi khuẩn sinh metan cũng ít bị ảnh hưởng.

Ảnh hưởng của nhiệt độ

Xử lí nước thải trong điều kiện kị khí do quần thể vi sinh vật hoạt động, mỗi chủng

nhóm vi sinh vật sẽ sinh trưởng và phát triển tốt ở miền nhiệt độ thích hợp .Nhiệt độ tối

ưu cho vi sinh vật metan là khoảng từ 35-55oC, dưới 10oC các chủng vi sinh vật này hoạt

động rất kém.

Về mùa hè với nhiệt độ cao các vi sinh vật hoạt động mạnh hơn do đó quá trình xử lí

cũng tốt hơn . Về mùa đông nhiệt độ giảm xuống thấp các vi sinh vật bị ức chế hoạt động

do đó hiệu quả xử lí thấp (78,3%) hơn nhiều so với mùa hè (92,8 %).

Trong hệ thống xử lí nước thải công suât lớn có thể sử dụng khí CH4 để gia nhiệt dòng

nước thải đầu vào làm tăng nhiệt độ môi trường vào mùa đông làm hiệu quả xử lí sẽ tốt

hơn.

Trong khoảng nhiệt độ 40-55oC hiệu quả xử lí sẽ cao hơn rất nhiều so với ở nhiệt độ

thường.

Ảnh hưởng của tải trọng chất hữu cơ của nước thải

Tải trọng chất hữu cơ trong nước thải có ý nghĩa rất quan trọng nhằm xác định được

khả năng xử lí của hệ thống khi hàm lượng chất hữu cơ tăng cao thì hiệu xuất xử lí cũng

tăng theo.

Đối với nước thải có độ ô nhiễm COD khoảng 7000-5000mg/l thì hiệu suất xử lí đạt

gần 90% và hiệu suất xử lí giảm dần khi COD đầu vào giảm dần.

Ảnh hưởng của thời gian lưu thủy lực


59

Thời gian lưu thủy lực là một trong những yếu tố quan trọng quyết định tới hiệu suất

xử lí của hệ thống. Nếu thời gian lưu thủy lực ngắn thì hiệu suất xử lí sẻ thấp và ngược lại

. Tuy nhiên nếu kéo dài thời gian xử lí thì chi phí đầu tư ban đầu của hoạt động sẽ lớn.

Thời gian xử lí càng lâu thì hiệu suất xử lí càng cao. Thời gian lưu thủy lực khoảng từ

4-12 giờ tùy thuộc vào mức độ ô nhiễm.

Ảnh hưởng của chất tẩy rửa

Trong ngành chế biến thực phẩm nói chung thường phải sử dụng một số chất sát trùng

để vô trùng các dụng cụ nhằm bảo đảm vệ sinh an toàn thực phẩm . Thường dùng NAOH,

cloraminB, javen để tẩy trùng . Đối với các hệ thống sử lí nước thải bằng phương pháp sinh

học các chất sát trùng có ảnh hưởng không tốt đến hoạt động của vi sinh vật và do đó ảnh

hưởng đến hiệu suất xử lí.

Nồng độ các chất tẩy rửa cao làm cho các vi sinh vật trong hệ thống xử lí nước thải bị

ức chế hoàn toàn ,thối rữa tạo thành dạng keo trong nước làm cho COD và SS tăng lên.

Javen có tính sát trùng rất mạnh vì vậy để không ảnh hưởng đến hiệu suất xử lí nước

thải cần phải loại bỏ javen ra khỏi hệ thống .Trong trường hợp không loại bỏ được hết thì

nồng độ tối đa cho phép 0,001mg/l.

Hàm lượng cặn lơ lửng

Nếu nồng độ cặn lơ lửng trong nước thải đầu vào lớn hơn 3000 mg/l thì cặn này khó

phân hủy sinh học, tích lũy dần trong bể, dây cản trở việc phân hủy các chất hữu cơ của

nước thải.

Lượng bùn hoạt tính kỵ khí

Đây là yếu tố quyết định tới hiệu quả xử lý của bể UASB. Bùn nuôi cấy ban đầu trong

bể phải có độ hoạt tính methane cao. Nên sử dụng bùn hoạt tính bán sẵn hoặc bùn từ bể kỵ

khí đang hoạt động. Nồng độ bùn ban đầu tối thiểu là 10 kg VSS/10 m3. Lượng bùn kỵ khí

cho vào mô hình khoảng 30 – 40% thể tích bể, không nên vượt quá 60% thể tích bể.


60

Ngoài ra nồng độ kim loại nặng cũng ảnh hưởng rất lớn đến hoạt động của vsv.

Đây là một số yếu tố ảnh hưởng đến khả năng làm sạch nước thải bằng phương pháp yếm

khí, đặc biệt có ứng dụng trong xử lí UASB.

Các hợp chất ức chế quá trình phân hủy kỵ khí

Bảng 4.1 Các chất gây ức chế quá trình kỵ khí

Các chất gây ức chế Nồng độ gây ức

chế vừa (mg/l)

Nồng độ gây ức

chế mạnh (mg/l)

Ion :

Na+

K+

Ca2+

Mg2+

NH4+

S2-

Cu2+

Cr(VI)

Cr(III)

Ni2+

Zn2+

3500 – 5500

2500 – 4500

2500 – 4500

1000 – 1500

1500 – 3000

200

-

-

-

-

-

8000

12000

8000

3000

3000

200

0,5 (tan)

50 – 70 (tổng)

3 (tan)

200 – 250 (tổng)

180 – 420 (tổng)

2 (tan)

30 (tổng)

1 (tan)

Hydrocarbon chứa Clo:

Methychloride

Trichloro – ethylene

Tetrachloro – ethylene

Chloroform

-

-

-

-

10 – 20

1

1

1

Hóa chất có hoạt tính cao:


61

Formaldehyde

Glutaraldehyde

Hỗn hợp formaldehyde/glutaraldehyder (50/50)

Arylonitril

-

-

-

-

100 – 200

25 – 50

10

30

Dung môi:

Butylacetate

Acetonitril

Toluene

Methyl – isobutyl ketone

-

-

-

-

1000

1000

100

100

4.1.2.3 Các yếu tố cần kiểm soát trong vận hành bể UASB

* pH và độ kiềm

Nước thải đi vào bể UASB, tham gia quá trình phân hủy kỵ khí phải có độ pH dao động

trong khoảng 6,6 – 7,6. Nếu nước thải có pH < 6,2 thì VSV chuyển hóa methane sẽ bị ức

chế, không hoạt động được. Do đó cần phải cung cấp đủ độ kiềm (1000 – 5000 mg/l) để

đảm bảo pH của nước luôn lớn hơn 6,2.

* Hàm lượng chất hữu cơ

Hàm lượng chất hữu cơ trong nước thải xác định theo COD. Không nên < 100 mg/l và

> 5000 mg/l.

* Tải trọng

Mô hình UASB đạt hiệu quả ở tải trọng cao, cần duy trì đúng tải trọng để tránh hiện

tượng sốc tải.

* Chất dinh dưỡng

Đảm bảo COD:N:P = 250 – 500:5:1 và chất dinh dưỡng vi lượng như sắt, nikel, cobalt

1 ml/l.

* Hàm lượng cặn lơ lửng

Nếu nồng độ cặn lơ lửng trong nước thải đầu vào lớn hơn 3000 mg/l thì cặn này khó

phân hủy sinh học, tích lũy dần trong bể, dây cản trở việc phân hủy các chất hữu cơ của

nước thải.


62

* Hàm lượng ammonia và sulfate

Hàm lượng ammonia < 2000 mg/l, hàm lượng sulfate < 500 mg/l (COD/SO42- > 5).

* Nồng độ muối

Kiểm soát nồng độ muối không được nằm trong khoảng 5000 – 15000 mg/l vì khoảng

đó được xem là độc đối với vi khuẩn.

4.1.3. Các nghiên cứu và ứng dụng bể UASB trong xử lý nước thải và các kết quả

đạt được

“Nghiên cứu xử lý nước thải thủy sản (surimi) bằng mô hình kỵ khí UASB khoa Môi

trường, trường Đại học Bách khoa Đà Nẵng (Tuyển tập Báo cáo Hội nghị Sinh viên Nghiên

cứu Khoa học lần thứ 7 Đại học Đà Nẵng năm 2010.”

a. Lập mô hình: Cấu tạo bể UASB

- Chiều cao công tác h=700mm

- Đường kính d =400mm

- Thể tích bể V = 80 lít

b. Chuẩn bị nước thải và bùn kỵ khí

- Nước thải surimi đươc lấy tại hố ga thoát nước của công ty Danifood

- Bùn kỵ khí được lấy tại hồ kỵ khí của bãi rác Khánh Sơn

c. Khởi động bể UASB

- Thời gian khởi động là 7 ngày.

- Thể tích bùn trong bể UASB là 20 lít chiếm 25.0%

d. Vận hành mô hình: từ ngày 13/04/2010 đến 16/05/2010. Trình tự vận hành và thu thập

số liệu như sau:

- Từ 7h00 đến 7h30 là chuẩn bị nước thải.

- Từ 7h30 đến 8h00 cấp nước vào bể UASB 20-25 lít, đồng thời tiến ghi lại các điều

kiện môi trường và nhiệt độ trong bể.

- Từ 8h30 bắt đầu thu mẫu đầu vào, đầu ra để phục vụ cho việc phân tích.

- Thời gian còn lại trong ngày dùng để phân tích mẫu và quan sát khí thoát ra.


63

- Trình tự trên được lặp đi lặp lại cho đến hết thời gian vận hành mô hình như đã nêu

trên.

e. Kết quả

- Nước thải thủy sản có nồng độ SS, hữu cơ cao, chỉ số BOD5/COD = 0.77 – 0.88

- thích hợp để xử lý bằng phương pháp sinh học. Bùn kỵ khí chất lượng đảm bảo cho

quá trình sinh hóa kỵ khí.

- Nồng độ COD đầu vào 1800 – 4000 mg/l, phụ thuộc vào thành phần nguyên liệu cá

sản xuất surimi, Nồng độ COD đầu ra tương đối ổn định dao động 500 – 1000 mg/l .

- Hiệu suất xử lý đạt 55 – 86%, tải trọng xử lý 0.4 - 0.9 kg/m3.ngđ.

- Thành phần khí CH4: 58-69.4% O2: 0.3-1%CO2: 19.6-28% Khí khác: 2.9-18.3%.

“Nghiên cứu hoàn thiện công nghệ và thiết bị UASB xử lý nước thải sản xuất nhà

máy mía đường” của Viện Khoa học và Công nghệ Môi trường Trường Đại học Bách khoa

Hà Nội: thí nghiệm xử lý nước thải có độ ô nhiễm cao, nước thải đầu vào có đặc trưng:

pH: 5.8 – 6.0

COD: 9723 – 14850

Lưu lượng dòng vào: 11, 16, và 23 lít/ngày.

Thời gian lưu tương ứng: 7, 5 và 3,5 ngày.

Kết quả nghiên cứu cho thấy với vận tốc dòng vào là 11l/ngày, tương ứng với tải

trọng COD trung bình ngày là 1.35g/l.ngày, COD dòng ra biến động trong khoảng từ 1048

– 1265 mg/l, hiệu suất xử lý trung bình đạt 89.9%, lượng khí thu được biến động từ 73-85

lít/ngày.

- Khi vận tốc dòng vào lên 16 lít/ngày, tương ứng với thời gian lưu thủy lực 5 ngày,

tải trọng COD tăng lên 2.10 g/lít.ngày, trị số COD dòng ra biến động trong khoảng từ 1030

– 1225 mg/l, hiệu suất xử lý trung bình đạt 90.1%, pH dòng ra ổn định ở 7.2 – 7.5, lượng

khí thu được cũng tăng lên trong khoảng từ 101 – 108 lít/ngày.

- Rút ngắn thời gian lưu xuống 3.5 ngày, tương ứng với lưu lượng nước thải

23lits/ngày. Không chỉ tải trọng COD tăng lên rõ rệt đến 2.99g/lít.ngày mà hiệu quả xử lý

cũng đạt 92.2%. Lượng khí thu được cũng tăng lên trung bình 140 lít/ngày.


64

Kết quả cho thấy UASB là một dạng thiết bị xử lý hiệu quả nước thải của nhà máy

sản xuất đường và cồn:

- Với thời gian lưu 3.5 ngày, hiệu quả khử COD trong nước thải sản xuất đường có

độ ô nhiễm cao đạt 92.2%. Tải trọng COD đạt 2.99 g/lít.ngày.

- Dịch hèm thường có pH thấp. Khi pH được điều chỉnh lên 6.0 – 6.5 hiệu suất khử

COD tăng lên rõ rệt (93.4% và 94.05%). ở thời gian lưu là 3.5 ngày, hiệu suất khử trung

bình đạt 91.39%, tải trọng COD đạt 2.74g/l.ngày. Đáng chú ý là COD dòng ra ổn định ở

700 – 800 mg/l.

4.2. KẾT QUẢ

Vì sự cố hư bể nên chỉ xác định các chỉ tiêu đến 2h

4.2.1. pH

Bảng 4.2 Kết quả đo pH

Thời gian (h) Đầu vào 1 2 Mực nước van 1

(sau 2h)

Mực nước van 2

(sau 2h)

Giá trị pH 7,12 6,97 7,73 7,15 6,90

Nhận xét:

Từ kết quả đo được, có thể thấy pH giảm dần sau thời gian 1h. Lúc đầu khi pha nước

thải chỉnh pH ở khoảng 6,8 – 7. Khi vào bể xử lý trải qua 4 giai đoạn, pH giảm chứng tỏ

lúc này trong bể đang xảy ra giai đoạn acid hóa.

Sau 2h, pH tăng cao nhưng vẫn nằm trong khoảng thích hợp cho xử lý kỵ khí. Trong

thời gian này, quá trình xử lý đã đến giai đoạn methane hóa và chiếm ưu thế nên pH tăng

trở lại.

Theo độ cao thì pH lúc tăng, lúc giảm là do ở vị trí đó giai đọan nào trong quá trình xử

lý đang chiếm ưu thế. Có thể sau 2h nước ở ống phía trên trong giai đoạn xử lý methane

hóa còn nước ở ống dưới chỉ mới ở giai đoạn acid hóa.


65

Khi pH giảm thì lượng H+ nhiều, giai đọan acid hóa chiếm ưu thế. Khi pH tăng, giai

đoạn methane chiếm ưu thế. Nhìn chung pH vẫn duy trì trong khoảng pH thích hợp để bể

xử lý tốt. Ở các giá trị pH thấp hơn 6,3 hay cao hơn 7,8 thì tốc độ phân hủy của methane

giảm xuống từ đó dẫn đến giảm hiệu quả xử lý của bể UASB.

4.2.2. Độ kiềm

Bảng. Kết quả độ kiềm

Thời gian (h) Đầu vào 1 2

Mực nước theo

chiều cao van 1

(sau 2h)

Mực nước theo

chiều cao van 2

(sau 2h)

V 4 6 6,1 6 5,9

Hệ số pha

loãng 1 1 1 1 1

mgCaCO3/L 2000 3000 3050 3000 2950

V: thể tích HCl 0,1N dùng để chuẩn độ lần 1(mL)

V�ẫ� = 10 mL.

NHCl = 0.1N

Độ kiềm được tính theo công thức:

mgCaCO3/L = ��×��×��×��

��ẫ�

Nhận xét:

Theo chiều cao giảm từ trên xuống, độ kiềm giảm nhẹ. Do càng gần đáy thì lượng bùn

họat tính càng nhiều nên quá trình xử lý diễn ra với mật độ cao, quá trình acid hóa đang

chiếm ưu thế nên hàm lượng HCO32-, CO2 thấp.

Độ kiềm tăng dần lên đến sau 2h, độ kiềm tăng là do lúc này quá trình methane của quá

trình xử lí đang chiếm ưu thế, lượng HCO32-, CO2 đuợc tạo ra và khiến độ kiềm tăng lên.

Nhìn chung độ kiềm trong bể UASB khá ổn định, không chênh lệch nhiều và nằm trong

khoảng độ kiềm thích hợp (1000 – 5000 mg/l) để bể hoạt động tốt.


66

4.2.3. Amoni

Bảng. Kết quả phân tích amoni

Thời gian (h) Đầu vào 1 2 Mực nước theo độ

cao van 1 (sau 2h)

VHCl (mL) 5,9 3,7 3,7 3,75

Nồng độ N-NH4+ (mg/L) 62,75 38,10 38,10 38,66

Vmẫu = 25 mL.

NHCl = 0.02N

Thể tích HCl chuẩn mẫu trắng: V2 = 0.3 mL.

Nồng độ Amoni tính theo công thức:

CN = ��

��× �� × 14.0067 × 1000

Trong đó:

V1: thể tích dung dịch HCl dùng để chuẩn mẫu, mL

V2: thể tích dung dịch HCl dùng để chuẩn mẫu trắng, mL

V0: thể tích mẫu.

14.0067: nguyên tử lượng của Nito.

Nhận xét:

Bể UASB là bể xử lý sinh học kỵ khí nên gần như không có oxy để có thể xảy ra quá

trình oxy hóa amoni hay quá trình nitrat hóa (NH4+ + 2O2 NO3

- + 2H+ + H2O) nên nồng

độ N-NH4+ trong bể thay đổi có thể do:

Trong khoảng 1 giờ đầu, nồng độ NH4+ giảm nhanh có thể trong bể đang diễn ra

pha sinh trưởng của VSV, VSV sử dụng NH4+ để tổng hợp tế bào.

Sau 2h xử lý thì nồng độ NH4+ không có sự thay đổi.

Nồng độ NH4+ tại mực nước phía trên của ống cao hơn đầu ra nhưng không nhiều

có thể lúc này trong bể xảy quá trình methane hóa tạo NH3.


67

4.2.4. Phostpho

Dãy chuẩn Phostpho :

Bảng. Dãy chuẩn Phospho

Nồng độ P (mg/L) 0.1 0.2 0.4 0.6 0.8 1

Abs 0,1346 0,2150 0,2871 0,3620 0,4359 0,5123

Phương trình hồi qui: y = 0,405x + 0,1176

Với y là Abs, x là nồng độ P

Hệ số tương quan r = 0,995.

.

Hình 2.1. Đồ thị biểu diến sự tương quan giữa nồng độ P và độ hấp thu A

Kết quả của mẫu đo:

y = 0.4005x + 0.1176R² = 0.9901

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2

Độ

hấp

th

u q

uan

g A

Nồng độ P (mg/L)


68

Bảng. Kết quả phân tích Phospho


Độ hấp thu (A) 0,262 0,241 0,245

Nồng độ P 0,356 0,305 0,315

Hệ số pha loãng (lần) 20 20 20

Nồng độ P mẫu (mg/L) 7,12 6,10 6,30

Nhận xét:

Trên lý thuyết thì bể UASB có khả năng xử lý Phospho nhưng từ kết quả thí nghiệm,

có thể thấy rằng bể UASB chỉ xử lí phospho trong 1h đầu nhưng hiệu quả không cao, nồng

độ phospho có xu hướng tăng lên lại theo thời gian. Thời gian lưu càng lâu thì lượng nước

thải được bơm vào liên tục làm tăng nồng độ phospho và cũng có thể là do nước thải còn

trong các quá trình thí nghiệm trước, qua quá trình xáo trộn nước thải vào, hàm lượng

phospho dưới đáy chuyển lên trên làm khi lấy mẫu nước thải ra có hàm lượng phospho

tăng lên trong nước thải đầu ra. Hiệu quả xử lý thấp và có thể là không xử lý được là do

đây chỉ là mô hình mô phỏng trong phòng thí nghiệm nên vẫn chưa hoàn toàn đáp ứng đầy

đủ các điều kiện xử lý cần thiết.

4.2.5. COD

Chuẩn lại Fe:

V�� = 10 mL.

N�� = 0,1 N.

VFe(II): 9,9 mL.

NFe(II) = (�×�)��

��(��)=

�.� × ��

�,�= 0.1(�)

Đo mẫu:


69

Bảng 4.7 Kết quả đo COD

Đầu vào

Mẫu

Thời gian

bắt đầu

nung

Thời gian

kết thúc Vban đầu Vsau

Giờ

(h)

Trắng 9h04 11h04 0.0 3.9

0 M1 9h04 11h04 0.0 2.9

M2 9h04 11h04 2.9 6.2

Đầu ra

M1 9h40 11h40 0 2.5 1

M2 9h40 11h40 0 2.1

M1 10h34 12h34 2.0 3.5

2

M2 10h34 12h34 3.5 5.1

Đầu ra theo chiều cao

van 1

M1 10h51 12h51 0.1 1.8

M2 10h51 12h51 0.0 2.1

Đâu ra theo chiều cao

van 2

M1 10h44 12h44 0 1.3

M2 10h44 12h44 0 1.3

Vmẫu: 2 mL.

Thể tích Fe(II) chuẩn mẫu trắng: Vo = 3,9 mL.

COD được tính theo công thức:

COD = (��)×�×��

��ẫ�

Trong đó:

* N: nồng độ đương lượng của muối Fe (II) pha loãng 4 lần là 0,025N

* V: thể tích dung dịch Fe(II) dùng chuẩn độ mẫu (mL).

* ��: thể tích dung dịch Fe(II) dùng để chuẩn độ mẫu trắng (mL).

* Vmẫu: thể tích mẫu đem đi chuẩn độ.


70

Bảng 4.8 Kết quả phân tích COD


Mực nước

theo độ cao

van 1

(sau 2h)

Mực nước

theo độ cao

van 2

(sau 2h)

VFe(II) (mL) 3,1 2,3 3,1 1,9 1,3

Hệ số pha loãng 50 10 10 10 10

COD (mg/L) 4000 1600 800 2000 2600

Nhận xét:

Hiệu quả loại bỏ COD của bể theo thời gian:

Sau 1h và 2h, nồng độ COD giảm dần so với đầu vào và giảm rất lớn.

Khả năng xử lý chất hữu cơ khá cao, hiệu quả xử lý sau 1h là 60% và sau 2h tăng

cao đến 80%

Sau 1h đầu hiệu suất xử lý COD đã đạt 60% sau đó hàm lượng COD lại giảm mạnh, xử

lý được tới 80% COD. Có thể do pH và độ kiềm trong bể khá ổn định và nằm trong khoảng

thích hợp cho bể hoạt động hiệu quả nên hiệu suất xử lý COD là rất cao..

Hiệu quả loại bỏ COD của bể theo chiều cao:

Lượng COD sau 1h tại các van 1 và van 2 đều giảm gần một nửa so với đầu vào.

Hiệu quả loại bỏ sau 1h ở van 1 là 50%, van 2 là 35% giảm theo độ cao từ van 1

tới van 2.

Kết quả đo được trên là do nước thải vào từ đáy bể và có thể lưu lượng bơm vào bể thấp

nên có khả năng lượng mẫu thu được ở van 1 là lượng nước đã tồn tại sẵn trong bể. Và có

thể do lượng nước ở các vi trí cao đã đuợc trải qua sự xử lý của các VSV trong bùn họat

tính ở đáy bể và giữa bể đã xử lý. Còn nước ở đáy bể chỉ mới được VSV đáy bể xử lý nên

hiệu suất không cao bằng ở van 1.

Sự liên hệ giữa các yếu tố pH, độ kiềm đối với hiệu qủa loại bỏ COD:


71

Theo như kết quả thu được, pH, độ kiềm ổn định và nằm trong khoảng thích hợp để bể

hoạt động tốt đã dẫn đến hiệu quả loại bỏ COD trong nước thải rất cao có thể lên đến 80%

và thấp nhất khoảng 30% nhưng chỉ là đang xử lý trong bể và chưa phải là kết quả đầu ra.

Điều này đã chứng minh pH, độ kiềm là những yếu tố gây ảnh hưởng rất lớn đến khả năng

xử lý COD của bể UASB, chính nhờ pH và độ kiềm hợp lý nên khả năng xử lý COD tăng

cao.

4.3. KẾT LUẬN

UASB là công nghệ kỵ khí sử dụng phổ biến nhất trên thế giới, được ứng dụng để xử

lý thành công nhiều loại nước thải khác nhau. Sự khác biệt của quá trình xử lý kỵ khí so

với hiếu khí là:

Thuận lợi:

- Chi phí đầu tư, vận hành thấp.

- Nhu cầu năng lượng thấp.

- Bùn sinh ra ít.

- Nhu cầu chất dinh dưỡng thấp.

- Sinh khí metan, tận dụng nguồn năng lượng thể tích bể phản ứng nhỏ.

- Bùn hoạt tính không cần đảm bảo khuấy trộn đều như hiếu khí.

- Xử lý được nước thải có hàm lượng chất hữu cơ cao

Khó khăn:

- Quá trình khởi động lâu.

- Dễ bị sốc tải và khó phục hồi sau thời gian ngưng hoạt động.

- Yêu cầu thêm độ kiềm.

- Không thực hiện khử N và P.

- Nhạy cảm với chất độc.

- Có mùi và khí gây ăn mòn.

- Xử lý chất hữu cơ không triệt để.


72

BÀI 5: XỬ LÝ NƯỚC THẢI PHẨM MÀU BẰNG QUÁ TRÌNH OXY HÓA NÂNG

CAO FENTON

5.1. ĐẶT VẤN ĐỀ

5.1.1. Sơ lược về nước thải phẩm màu

Phẩm màu được chia làm hai loại chính:

Phẩm màu tự nhiên: là các chất màu được chiết suất ra hoặc được chế biến từ các

nguyên liệu hữu cơ (thực vật, động vật) sẵn có trong tự nhiên. Ví dụ: Caroten tự nhiên được

chiết suất từ các loại quả có màu vàng, Curcumin được chiết suất từ củ nghệ, màu Caramen

được chế biến từ đường...Nhóm phẩm mầu có nguồn gốc tự nhiên có nhược điểm là độ bền

kém, sử dụng với lượng lớn nên giá thành sản phẩm cao...

Phẩm màu tổng hợp hoá học: Là các phẩm màu được tạo ra bằng các phản ứng tổng

hợp hoá học. Ví dụ: Amaranth (đỏ), Brilliant blue (xanh), Sunset yellow (vàng cam),

Tartazine (vàng chanh)...Màu tổng hợp thường tan trong nước và rất ổn định. Trên thị

trường, màu tổng hợp có dưới dạng hạt, bột, dung dịch, hay dạng dẻo. Màu tổng hợp tác

dụng với hydroxid nhôm Al(OH)3 để cho ra một dung dịch gọi là hồ (lakes) sẵn sàng để

nhuộm màu trong thực phẩm.Các phẩm màu tổng hợp thường đạt độ bền màu cao, với một

lượng nhỏ đã cho màu đạt với yêu cầu đặt ra.

Phẩm màu được dùng rộng rãi trong nhiều ngành khác nhau để nhuộm da giầy, vải vóc,

đồ chơi bằng nhựa plastic, pha màu dầu nhớt kỹ nghệ,… Lượng nước thải phẩm màu sinh

ra có một số đặc điểm như sau:

Nhu cầu ôxy sinh học (BOD5): tùy theo ngành sản xuất mà BOD của nước thải khác

nhau.

Nhu cầu ôxi hóa học (COD): trong nước thải công nghiệp phẩm màu có nhiều chất

hữu cơ bền, khó hoặc không phân hủy sinh học.

Hàm lượng các chất rắn lơ lửng cao.

Màu sắc: Nước thải phẩm màu có màu khá đen.


73

Trị số kim loại: một lượng nhỏ các kim loại nặng như đồng, crom, kền, coban, kẽm,

chì, thủy ngân được bổ sung vào phẩm màu.

Chất độc: Nước thải bao gồm các chất hoạt tính bề mặt, các hợp chất amin, các chất

cơ bản của các hợp chất ankylphenol etoxylat, và gasoline được sử dụng trong phẩm

màu.

Các hợp chất hữu cơ halogen độc hại sinh ra từ các phẩm màu.

Tóm lại, nước thải phẩm màu thường có mức độ ô nhiễm vượt quá giới hạn chất thải

cho phép trong quy chuẩn Việt Nam – QCVN 40:2011/BTNMT.

5.1.2. Các phương pháp xử lý nước thải phẩm màu

5.1.2.1. Phương pháp tách chất rắn lơ lửng

Như đã trình bày ở trên, nước thải phẩm màu chứa một lượng lớn các chất lơ lửng,

các hợp chất hữu cơ hòa tan ở dạng khó và dễ phân hủy sinh học, kim loại nặng,

màu,...Sau đây là phương pháp điển hìnhnhằm tách các chất rắn lơ lửng, khử COD, BOD

và độ màu để xử lý nước thải phẩm màu:

Phương pháp lắng trọng lực.

Phương pháp đông keo tụ kết hợp lắng.

Phương pháp tuyển nổi.

Xử lý nước thải bằng quá trình yếm khí.

Xử lý nước thải bằng quá trình hiếu khí.

Phương pháp hấp phụ.

Phương pháp oxy hoá.

Với đặc tính của nước thải phẩm màu thì việc sử dụng kết hợp các phương pháp vật

lý, hóa lý, sinh học, hóa học vào xử lý là cần thiết.Việc áp dụng các phương pháp một cách

hợp lý, khoa học mang lại hiệu quả xử lý cao.

Phương pháp oxy hóa bậc cao (AOPs) là một phương pháp xử lý hiệu quả đối với

hầu hết các chất ô nhiễm khó phân hủy trong nước thải; làm oxy hóa hầu hết các hợp chất


74

hữu cơ bền. Trong nước thải phẩm màu, tỉ lệ các hợp chất hữu cơ bền khó phân hủy cao.

Do đó, quá trình xử lý nước thải dược phẩm bằng phương pháp này là hiệu quả và cần thiết.

5.1.2.2. Phương pháp oxy hóa bậc cao bằng hệ oxy hóa Fenton

a. Giới thiệu về phương pháp oxy hóa bậc cao

Nước thải phẩm màu là một trong những loại nước thải độc hại vì chứa nhiều chất hữu

cơ bền khó phân hủy, gây ảnh hưởng đến sức khỏe con người và hệ sinh thái khi bị phát

tán ra môi trường. Những chất này không thể xử lý hoặc xử lý với hiệu quả rất thấp so với

các phương pháp xử lý nước thải thông thường như keo tụ tạo bông, sinh học… Phương

pháp oxy hóa nâng cao đã chứng tỏ được hiệu quả và ưu điểm của nó. Phương pháp này

dựa trên các phản ứng hóa học của các chất oxy hóa mạnh như O3, tác nhân Fenton, xúc

tác quang hóa trên cơ sở TiO2 … Đặc điểm của những chất oxy hóa này là trong điều kiện

cụ thể, sẽ sinh ra gốc *OH (hydroxyl) tự do hoạt động rất mạnh (Eo = 2,8V) có khả năng

phân hủy nhiều chất có cấu trúc bền vững.

Các quá trình oxy hóa nâng cao được nghiên cứu phát triển trong những năm gần đây

trở thành công nghệ xử lý hiệu quả có tầm quan trọng trong việc xử lý nước thải vì giúp

phân hủy nhiều loại chất hữu cơ ô nhiễm khác nhau trong nước. Phương pháp này có thể

được áp dụng cho nhiều loại nước thải với thành phần chứa các chất khó phân hủy có bản

chất khác nhau như nước thải dược phẩm, nước rỉ rác, nước thải dệt nhuộm đến nước thải

sản xuất thuốc trừ sâu hay nước thải sản xuất giấy …

5.1.2.2.2. Giới thiệu về hệ oxy hóa Fenton

Trong các phương pháp oxy hóa nâng cao, hệ oxy hóa Fenton được biết đến là phương

pháp hiệu quả và ít tốn chi phí cho quá trình xử lý nước thải.

Quá trình Fenton được khám phá bởi J.H.Fenton vào năm 1894. Quá trình này được

sử dụng để oxy hóa các hợp chất hữu cơ với tác chất là H2O2 và FeSO4. Sau đó 40 năm

(năm 1934), cơ chế phản ứng mới được đưa ra bởi Haber-Weiss. Và kết quả của cơ chế là

sự hình thành của gốc OH* như là hợp chất trung gian theo phương trình sau:

Fe2+ + H2O2 Fe3+ + OH- + OH*


75

Khi không có mặt của ánh sáng, trong môi trường acid, H2O2 dễ dàng hình thành gốc

hydroxyperoxyl (HO2*/O2-) và hydroxyl (HO*). Khi có mặt của ánh sáng UV hoặc ánh

sáng nhìn thấy được, tác nhân Fenton trở nên mạnh hơn.

5.1.2.2.3. Cơ chế của hệ oxy hóa Fenton

Hệ tác nhân Fenton đồng thể (Fenton cổ điển) là một hỗn hợp gồm các ion sắt hóa trị 2

và H2O2, chúng tác dụng với nhau sinh ra các gốc tự do OH*, còn Fe2+ bị oxi hóa thành

Fe3+

H2O2 + Fe2+ Fe3+ + OH- + *OH (2.1)

Xúc tác sắt II (Fe2+) tan trong nước, cần thiết để tạo ra gốc hydroxyl có hoạt tính oxy

hóa rất mạnh. Sắt III (Fe3+) không tạo ra gốc hydroxyl và ít tan hơn ở pH 5-6. Dưới điều

kiện pH thích hợp (đệm), sắt III có thể được tái sinh trở lại thành sắt II nếu có H2O2 :

H2O2 + Fe3+ Fe2+ + H+ + *OOH (k < 3.10-3 l.mol-1.s-1) (2.2)

Ngoài ra, có nhiều phản ứng oxy hóa chất hữu cơ xảy ra suốt quá trình : (Massimo

Ricciardi, 2006)

Fe2+ + HO* Fe3+ + HO- (2.3)

HO* + H2O2 HOO* + H2O (2.4)

Fe2+ + HO2* Fe3+ + HOO- (2.5)

Fe3+ + HO2* Fe2+ + H+ + O2 (2.6)

2HO* H2O2 (2.7)

Từ những phản ứng trên chứng tỏ tác dụng của sắt đóng vai trò là chất xúc tác. Phản

ứng (2.2) dẫn đến sự tạo thành Fe2+ nên lại tiếp tục xảy ra phản ứng (2.1). Tuy nhiên vì

hằng số tốc độ phản ứng (2.2) rất thấp so với tốc độ phản ứng (2.1), nên quá trình phân hủy

H2O2 chủ yếu do phản ứng (2.1) thưc hiện. Vì thế trong thực tế, phản ứng (2.1) xảy ra với

tốc độ chậm dần sau khi toàn bộ Fe2+ đã sử dụng hết và chuyển thành Fe3+.

Gốc OH* sinh ra có khả năng phản ứng với Fe2+ và H2O2, nhưng quan trọng nhất là có

khả năng phản ứng với nhiều chất hữu cơ tạo thành các gốc hữu cơ có khả năng phản ứng

cao.

OH* + RH H2O + *R (2.8)


76

Gốc *R có thể oxy hóa Fe2+, khử Fe3+ hoặc dimer hóa theo những phương trình phản

ứng sau: (Trần Thị Ngọc Diệu, Nguyễn Duy Truyền và Đinh Triều Vương, 2011)

*R + Fe2+ Fe3+ + RH (2.9)

*R + Fe3+ Fe2+ + “sản phẩm” (2.10)

*R + *R “sản phẩm” (2.11)

Gốc *HO2 có thể tác dụng với Fe2+, Fe3+ theo các phương trình phản ứng sau:

*HO2 + Fe2+ HO2- + Fe3+ (2.12)

*HO2 + Fe3+ H+ + O2 + Fe3+ (2.13)

Hình 5.1 Biểu diễn cơ chế bẻ mạch của gốc OH* lên các chất hữu cơ bền

Phương trình phản ứng Fenton tổng cộng có dạng:

Fe2+ + H2O2 + RH Fe3+ + H2O + CO2 (2.14)

Quá trình oxy hóa bằng phản ứng Fenton đòi hỏi điều chỉnh pH nước thải nhỏ hơn

5, thêm xúc tác sắt (dạng dung dịch FeSO4), thêm từ từ H2O2. Nếu pH quá cao, sắt kết tủa

hydroxit (Fe(OH)3) và nó sẽ phân hủy H2O2 thành oxy.

Các dạng của quá trình Fenton

Quá trình Fenton đồng thể.

Quá trình Fenton dị thể.

Quá trình quang Fenton (photo Fenton).

Các yếu tố chính ảnh hưởng đến quá trình Fenton:


77

Ảnh hưởng của pH: Độ pH ảnh hưởng rất lớn đến tốc độ phản ứng và hiệu quả phân

hủy các chất hữu cơ.

Ảnh hưởng của nồng độ H2O2 và tỉ lệ Fe2+: H2O2: Tốc độ phản ứng Fenton tăng khi

nồng độ H2O2 tăng, đồng thời nồng độ H2O2 cần thiết lại phụ thuộc vào nồng độ chất ô

nhiễm cần xử lý, đặc trưng bằng tải lượng COD. Tỷ lệ Fe2+ : H2O2 có ảnh hưởng

đến sự tạo thành và sự tiêu hao gốc hydroxyl, vì thế tồn tại một tỷ lệ Fe2+: H2O2 tối ưu khi

sử dụng.

Ảnh hưởng các anion vô cơ: Một số anion vô cơ thường có mặt trong nước thải cũng

có thể làm giảm hiệu quả của quá trình Fenton hệ đồng thể. Ảnh hưởng trên có thể coi là

không đáng kể đối với quá trình Fenton hệ dị thể.

Ảnh hưởng của bước sóng bức xạ (đối với quá trình quang Fenton): Tốc độ quá

trình khử quang hóa của Fe3+ tạo ra gốc hydroxyl *OH và Fe2+ phụ thuộc vào chiều dài của

bước sóng bức xạ.

5.2. MỤC ĐÍCH THÍ NGHIỆM

Làm quen với phương pháp oxy hóa bậc cao (hệ Fenton đồng thể) trong xử lý nước

thải phẩm màu.

Tối ưu hóa các thông số ảnh hưởng lên hiệu quả của quá trình oxy hóa bằng phương

pháp Fenton.

+ Khảo sát liều lượng H2O2 tối ưu.

+ Khảo sát liều lượng Fe2+ tối ưu.

+ Khảo sát pH tối ưu.

+ Khảo sát thời gian xử lý tối ưu.

+ Khảo sát ảnh hưởng của nồng độ đầu vào.


78

5.3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN

5.3.1. Xây dựng đường chuẩn

Bảng5.1. Đường chuẩn

Hình. Đồ thị biểu diễn nồng độ phẩm màu và độ hấp thu.

Quét phổ ta thu được bước sóng có độ hấp thu cực đại là: 503nm.

Phương trình tuyến tính: y = 0,0023x +0,0286.

Hệ số tương quan: r = 0,999.

STT Nồng độ (mg/L) Độ hấp thu

1 0 0

2 1 0.0112

3 10 0.0446

4 100 0.311

5 500 1.209

6 1000 2.334

y = 0.0023x + 0.0286R² = 0.999

0

0.5

1

1.5

2

2.5

0 500 1000

Độ

hấ

p t

hu

A

Nồng độ phẩm màu (mg/l)


79

5.3.2. Khảo sát lượng H2O2 tối ưu

Bảng 5.2 Khảo sát lượng H2O2 tối ưu.

STT Thể tích H2O2

30% (mL) pH trước Độ hấp thu A

Nồng độ phẩm

màu (mg/L)

0 0 3,01 2.9849 1285.35

1 0.02 3,00 0.1548 54.87

2 0.05 3,02 0.0395 4.74

3 0.1 2,99 0.0169 -5.09

4 0.5 2,97 0.0111 -7.61

5 1 3,00 0.0130 -6.78

6 2 3,07 0.0197 -3.87

Hình 2.. Đồ thị biểu diễn hàm lượng H2O2 và độ hấp thu.

Từ phương trình đường chuẩn, ta suy ra được cột nồng độ phẩm màu dựa vào độ

hấp thu A. Có một vài giá trị vượt ra ngoài dãy chuẩn do ảnh hưởng của các anion vô cơ,

sai số,…, tuy nhiên vượt quá không nhiều nên vẫn áp dụng dãy chuẩn.

-0.5

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

3.0

3.5

0 0.5 1 1.5 2 2.5

Độ

hấ

p t

hu

A

Thể tích H2O2 30% (ml)


80

Dựa vào đồ thị 2.2 và bảng kết quả 2.2 ta xác định 0,05 mL H2O2 30% là lượng tối

ưu.

Nồng độ phẩm màu còn lại với lượng H2O2 30% là 4,74 mg/L, hiệu suất xử lý so

với nồng độ phẩm màu trung bình ban đầu (1000 mg/L) là:

100 – (�,��

��× 100) = 99,526%.

5.3.3. Khảo sát lượng Fe2+ tối ưu

Bảng 5.3. Khảo sát lượng Fe2+ tối ưu.

STT

Thể tích

Fe(II) 5%

(mL)

pH trước Độ hấp thu A Nồng độ phẩm

màu (mg/L)

0 0 3,5 7.0000 3031.04

1 0.05 3,30 1.6208 692.26

2 0.1 3,7 0.1425 49.52

3 0.5 3,65 0.0332 2.00

4 1 3,69 0.0480 8.43

5 2 3,66 0.0505 9.52

6 4 3,71 0.7203 300.74


81

Hình.. Đồ thị biểu diễn hàm lượng Fe và độ hấp thu.


hấp thu A. Có một vài giá trị vượt ra ngoài dãy chuẩn do ảnh hưởng của các anion

vô cơ, sai số,…, tuy nhiên vượt quá không nhiều nên vẫn áp dụng dãy chuẩn.

Dựa vào bảng 2.3 và hình 2.3 ta xác định 0,5mL Fe(II) 5% là lượng tối ưu.

Nồng độ phẩm màu còn lại với lượng Fe(II) 5% là 2,00 mg/L, hiệu suất xử lý so với

nồng độ phẩm màu trung bình ban đầu (1000 mg/L) là:

100 – (�,��

��× 100) = 99,8%.

-1.0

0.0

1.0

2.0

3.0

4.0

5.0

6.0

7.0

8.0

0 1 2 3 4 5

Đô

hấ

p t

hu

A

Thể tích Fe(II) 5% (ml)


82

5.3.4. Khảo sát pH tối ưu

Bảng 2.4. Khảo sát pH tối ưu

STT pH yêu cầu pH ghi nhận Độ hấp thu A Nồng độ phẩm

màu (mg/L)

0 Không chỉnh 3.02 0.0643 15.52

1 1 1.01 2.1079 904.04

2 2 3.09 0.0674 16.87

3 3 5.14 2.0958 898.78

4 4 7.09 2.0971 899.35

5 5 9.16 1.9612 840.26

6 6 11 0.8977 377.87

Hình. Đồ thị biểu diễn pH và độ hấp thu của mẫu.




Dựa vào bảng 2.4 và hình 2.4 với lượng Fe và H2O2 tối ưu đã xác định ở trên, ta có

thể thấy khi không điều chỉnh pH, dung dịch có pH = 3.02 thì độ màu thấp nhất, tức

hiệu quả xử lý cao nhất.

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

0 2 4 6 8 10 12

Độ

hấ

p t

hu

A

pH


83

Hiệu quả xử lý với pH tối ưu:

100 – (��,��

��× 100) = 98,45%.

5.3.5. Khảo sát thời gian xử lý tối ưu

Bảng. Khảo sát thời gian xử lý tối ưu.

STT Thời gian (phút) Độ hấp thu A Nồng độ phẩm màu (mg/L)

1 0.1 0.773 323.65

2 1 0.7301 305.00

3 2 0.6218 257.91

4 5 0.5064 207.74

5 10 0.295 115.83

6 20 0.1035 32.57

Hình. Đồ thị biểu diễn độ hấp thu theo thời gian xử lý bằng hệ xúc tác Fenton.




0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

0 5 10 15 20 25

Độ

hấp

th

u A

Thời gian xử lý (phút)


84

Thời gian lưu càng lâu thì hiệu quả xử lý càng cao. Tuy nhiên, dựa vào hình 2.5 và

bảng 2.5 ta xác định thời gian lưu tối ưu là 10 phút.

Hiệu quả xử lý với thời gian lưu tối ưu:

100 – (��,��

��× 100) = 88,42%.

5.3.6. Khảo sát ảnh hưởng của nồng độ đầu vào

Bảng. Khảo sát ảnh hưởng của nồng độ đầu vào.

STT Khối lượng

yêu cầu (g)

Khối lượng

cân được (g)

Nồng độ phẩm

màu ban đầu

(mg/L)

Độ hấp

thu A

Nồng độ phẩm

màu sau xử lý

(mg/L)

1 2 2.002 10010 2.1317 914.39

2 1,5 1.501 7500 2.0522 879.83

3 1 1.005 5025 2.1931 941.09

4 0,5 0.504 2505 1.9721 845.00

5 0,2 0.201 1005 0.3055 120.39

6 0,02 0.023 115 0.0047 -10.39

Hình . Đồ thị biểu diễn nồng độ đầu vào của phẩm màu và độ hấp thu sau xử lý.

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

0 2000 4000 6000 8000 10000 12000

Độ

hấ

p t

hu

A

Nồng độ phẩm màu ban đầu (mg/l)


85




Nồng độ phẩm màu càng cao thì hiệu quả xử lý càng thấp. Nồng độ phẩm màu nhỏ

hơn 2500 mg/L áp dụng phương pháp oxy hóa bằng hệ xúc tác Fenton mang lại hiệu

quả tốt ( khoảng hơn 65%). Trong đó, xử lý hiệu quả tốt nhất trên đồ thị là nồng độ

phẩm màu 1000 mg/L với hiệu suất xử lý khoảng 88%.

5.3.7. Khảo sát ảnh hưởng của các anion vô cơ

5.3.7.1. Ảnh hưởng của ion clorua

Bảng. Ảnh hưởng của ion clorua.

STT Thể tích NaCl

1M

Nồng độ

clorua

Độ hấp thu

A

Nồng độ phẩm màu

sau xử lý (mg/L)

0 0 0 0.1163 38.13 1 5 5 0.6209 257.52 2 4 4 0.6023 249.43 3 3 3 0.5432 223.74 4 2 2 0.3971 160.22 5 1 1 0.1967 73.09 6 0,5 0.5 0.1594 56.87

Hình. Đồ thị biểu diễn sự ảnh hưởng của nồng độ clorua và độ hấp thu sau xử lý.

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0 1 2 3 4 5 6

Độ

hấ

p t

hu

A

Nồng độ clorua (mg/l)


86




Ion clorua (Cl-) được xem là yếu tố tìm diệt gốc hydroxyl (OH•). Khi nồng độ của

ion clorua càng lớn thì hiệu quả xử lý càng thấp.

•OH + Cl-•ClOH- (k = 4,3 × 109 M-1s-1)

5.3.7.2. Ảnh hưởng của ion bicarbonat

Bảng 2.5. Ảnh hưởng của ion bicarbonat.

STT Thể tích

NaCl 1M

Nồng độ

clorua Độ hấp thu A

Nồng độ phẩm màu

sau xử lý (mg/L)

0 0 0 0.0566 12.17

1 5 5 2.5241 1085.00

2 4 4 2.4067 1033.96

3 3 3 2.0443 876.39

4 2 2 2.1016 901.30

5 1 1 0.0869 25.35

6 0,5 0,5 0.0499 9.26




Trong môi trường acid chuyển cân bằng cacbonat – bicacbonat từ cacbonat (chất

tìm diệt gốc hydroxyl) sang acid cacbonic (không phait chất tìm diệt gốc hydroxyl). Khi

không có H2SO4 chỉnh pH, gốc bicacbonat và cacbonat sẽ tăng lên, cùng với ion clorua

làm tăng độ hấp thu, hiệu quả xử lý giảm.

•OH + CO32-•CO3 + OH- (k = 4,2× 108 M-1s-1)

•OH + HCO3-•HCO3 + OH- (k = 1,5× 107 M-1s-1)


87

Đồng thời, ta có thể nhận thấy sự có mặt của gốc bicacbonat và cacbonat làm cho

hiệu quả xử lý giảm rất mạnh, hiệu quả xử lý gần như là không có.

Gốc bicacbonat và cacbonat ảnh hưởng rất mạnh tới hiệu quả xử lý hơn là gốc

clorua.

5.4. KẾT LUẬN

Phương pháp oxy hóa bậc cao bằng hệ oxy hóa Fenton là một phương pháp hiệu

quả trong việc xử lý độ màu (có thể mang lại hiệu quả hơn 88%). Tuy nhiên, hiệu suất xử

lý cao khi nồng đồ phẩm màu ở mức thấp (<100 mg/l), còn khi ở nồng độ cao (>2500 mg/l)

thì hiệu suất xử lý giảm rõ rệt (<65%).

Để mang lại hiệu quả cao ta cần quan tâm đến độ màu ban đầu, thời gian lưu, hàm

lượng và tỉ lệ lượng Fe(II) : H2O2 sử dụng, pH và sự ảnh hưởng của các ion.

Phương pháp oxy hóa bậc cao là phương pháp rất quan trọng trong xử lý các hợp

chất khó hoặc không phân hủy sinh học và độ màu trong nước thải.

Documents

Thực tập MHXLNT_Nhóm 1