Luận án Nghiên cứu xử lý nước thải chế biến cao su bằng phương pháp hóa lý – Sinh học kết hợp

uả này cho thấy các hệ thống đệm pH trong thiết bị tương đối tốt, thiết bị hoạt động ổn định và có khả năng tự điều chỉnh pH khi thông số đầu vào thay đổi. Giá trị pH trung bình nước thải ra của các chế độ từ I đến V lần lượt là 7,78 ± 0,06; 7,67 ± 0,04; 7,64 ± 0,13; 7,76 ± 0,09; 7,79 ± 0,06. Ghi chú: OLR (kg COD/m3ngày) ở các chế độ: (I) = 7,7 ± 0,3; (II) = 11,3 ± 0,3; (III) = 17,7 ± 0,8; (IV) = 19,0 ± 0,9; (V) = 10,8 ± 0,6. Hình 2.7. Sự thay đổi pH trong giai đoạn vận hành ổn định thiết bị EGSB 2.2.2.2. Hiệu quả xử lý COD trong giai đoạn vận hành ổn định a) Ảnh hưởng của tải trọng COD đến hiệu quả xử lý COD Để đánh giá khả năng xử lý COD và tính ổn định của thiết bị EGSB, hiệu quả xử lý COD đã được khảo sát ở các chế độ OLR thay đổi, từ 7,7 ± 0,3 kg COD/m3ngày đến 19,0 ± 0,9 kg COD/m3ngày. Hiệu suất xử lý COD được thể hiện trong Hình 2.8. 5 10 15 20 25 5 6 7 8 9 85 95 105 115 125 135 145 155 T ả i tr ọ n g C O D , k g /m 3 n g à y p H Thời gian vận hành, ngày pH vào pH ra Tải trọng COD (I) (II) (III) (IV) (V) 65 Ghi chú: OLR (kg COD/m3ngày) ở các chế độ: (I) = 7,7 ± 0,3; (II) = 11,3 ± 0,3; (III) = 17,7 ± 0,8; (IV) = 19,0 ± 0,9; (V) = 10,8 ± 0,6. Hình 2.8. Hiệu suất xử lý COD của thiết bị EGSB trong giai đoạn vận hành ổn định Kết quả tại Hình 2.8 cho thấy, hiệu suất xử lý COD khá ổn định trong các chế độ thí nghiệm và có xu hướng giảm trong những ngày đầu tăng OLR, nhưng sau đó nhanh chóng ổn định tại mỗi chế độ thí nghiệm (khoảng 5 ngày). Đặc biệt, khi chuyển từ chế độ (II) sang chế độ (III) với mức tăng OLR khá lớn (từ 11,3 lên 17,7 kg COD/m3ngày), hiệu suất xử lý giảm mạnh, sau đó tăng dần nhưng khá chậm. Nồng độ bùn trong trong thiết bị ở giai đoạn này chưa cao, nên ảnh hưởng của OLR là rất rõ ràng. Hiệu suất xử lý COD trung bình của các chế độ thí nghiệm từ (I) đến (V) đều trên 80%, còn tại mức OLR 19 ± 0,9 kg COD/m3ngày đạt 82,5 ± 1,3%. Mặc dù hiệu suất xử lý có giảm hơn so với tại mức OLR 7,7 ± 0,3 và 10,8 ± 0,6 kg COD/m3ngày, nhưng đây cũng là mức tương đối cao. Giá trị COD nước thải đầu vào, đầu ra của các chế độ thí nghiệm từ (I) đến (V) lần lượt như sau: 3.465 ± 110 mg/L, 504 ± 21 mg/L; 3.869 ± 94 mg/L; 733 ± 38 mg/L; 6.119 ± 177 mg/L, 1.246 ± 169 mg/L; 6.605 ± 319 mg/L, 1.150 ± 85 mg/L; và 3.778 ± 190 mg/L, 615 ± 62 mg/L. Hình 2.9 thể hiện mối quan hệ giữa OLR và hiệu suất xử lý COD. Kết quả thu được cho thấy, hiệu suất xử lý COD có xu hướng giảm nhẹ khi tăng OLR, tuy nhiên trong khoảng tải trọng nghiên cứu 7,4 – 20,0 kg COD/m3ngày, sự thay đổi này là không đáng kể. Tại mức OLR 7,7 ± 0,3 kg COD/m3ngày hiệu suất xử lý tương đối cao và ổn định ở mức trung bình trên 85%. Với mức OLR 10 – 12 kg COD/m3ngày, hiệu suất xử lý COD vẫn ổn định và đạt mức trung bình trên 80%. Tại mức OLR cao 16 – 0 20 40 60 80 100 0 2000 4000 6000 8000 10000 85 95 105 115 125 135 145 155 H iệ u s u ấ t x ử l ý C O D , % C O D , m g /L Thời gian vận hành, ngày COD vào COD ra Hiệu suất (I) (II) (III) (IV) (V) 66 20 kg COD/m3ngày, hiệu suất xử lý COD trung bình đạt khoảng 70 – 80%, tuy nhiên đã có biên độ dao động xung quanh giá trị trung bình lớn hơn so với các chế độ tải trọng thấp hơn. Điều này cho thấy, với mức OLR > 16 kg COD/m3ngày, hiệu suất xử lý COD của hệ thống EGSB bắt đầu nhạy cảm hơn với sự thay đổi OLR. Tuy nhiên, kết quả cũng chỉ ra rằng hiệu suất xử lý COD chỉ bị ảnh hưởng khi tăng đột ngột OLR, nhưng sau thời gian khoảng 5 ngày, hệ thống dần phục hồi và hiệu suất xử lý COD trở nên ổn định. Kết quả này chỉ ra rằng, đối với nước thải chế biến CSTN, hệ thống EGSB có khả năng hoạt động ổn định ở mức OLR đến 20 kg COD/m3ngày ngay ở điều kiện nhiệt độ thường. Hình 2.9. Hiệu suất xử lý COD của thiết bị EGSB ở các chế độ OLR khác nhau trong giai đoạn vận hành ổn định C. Su và cộng sự (2013) nghiên cứu khởi động thiết bị EGSB để XLNT chăn nuôi lợn cho thấy, với giá trị COD vào từ 2.000 – 6.000 mg/L trong thời gian từ 63 đến 102 ngày khởi động thiết bị, hiệu suất xử lý COD đạt 80 % tại OLR 10,6 kg COD/m3ngày, khi tăng OLR đến 13,0 kg COD/m3ngày, hiệu suất xử lý COD giảm còn 79% và có xu hướng giảm trong 7 ngày tiếp theo. Khi giảm OLR về 11,8 kg COD/m3ngày, sau 01 tuần hồi phục, hiệu suất xử lý COD tăng trở lại và đạt 79,55 %. Điều này cho thấy OLR tối đa cho thiết bị EGSB trong nghiên cứu này là 11,8 kg COD/m3ngày [48]. Một số nghiên cứu khác cũng cho thấy, OLR cao nhất của thiết bị EGSB thay đổi tùy theo loại nước thải, có thể đến 38,4 kg COD/m3ngày đối với nước thải công nghiệp chưng cất [45]; 25 kg COD/m3ngày đối với nước thải sản xuất mía đường và cồn rượu 0 20 40 60 80 100 5 7 9 11 13 15 17 19 21 H iệ u s u ấ t x ử l ý C O D , % Tải trọng COD, kg COD/(m3ngày) 67 [119]; đến 20 kg COD/m3ngày đối với nước thải của các lò giết mổ gia cầm, sản xuất nước ép đậu tương, nước thải thủy sản, nước thải pha và một số loại nước thải khác [49, 51, 120, 121]; trong khi đó OLR chỉ đạt cao nhất là 5 kg COD/m3ngày đối với nước thải có nhiều chất độc và các chất khó phân hủy sinh học [122]. Trong nghiên cứu này đối với nước thải chế biến CSTN, tại mức OLR 19 ± 0,9 kg COD/m3ngày, HRT 8,3 ± 0,1 h, hiệu suất xử lý COD đạt 82,5 ± 1,3%. Mặc dù hiệu suất xử lý COD có giảm hơn so với tại mức OLR 7,7 ± 0,3 và 10,8 ± 0,6 kg COD/m3ngày, nhưng đây cũng là mức tương đối cao. Chiều cao lớp bùn trong thiết bị khoảng 45 – 50 cm vào ngày 155, tăng khoảng 10% so với cuối giai đoạn khởi động (ngày 87), chiếm khoảng 1/3 chiều cao thiết bị. Tại giai đoạn này với ULV 3,0 m/h, thiết bị chưa có hiện tượng thoát bùn qua dòng ra. Điều này nói lên rằng có thể tăng thêm lượng bùn trong thiết bị nếu có thời gian nghiên cứu đủ dài, khi đó thiết bị có thể làm việc ổn định với mức OLR cao hơn. Tốc độ xử lý COD thể hiện trong Hình 2.10. Kết quả cho thấy, tốc độ xử lý COD tăng tuyến tính với OLR, đạt trung bình cao nhất là 15,7 ± 0,9 kg COD/m3ngày tại mức OLR 19,0 ± 0,9 kg COD/m3ngày, tương ứng với hiệu suất xử lý COD đạt 82,5 ± 1,3%. Hình 2.10. Tốc độ xử lý COD của thiết bị EGSB ở các chế độ OLR khác nhau trong giai đoạn vận hành ổn định b) Ảnh hưởng của tốc độ dâng nước đến hiệu quả xử lý COD Để khảo sát ảnh hưởng của ULV đến hiệu suất xử lý COD, nghiên cứu được thực hiện với ULV trong khoảng 3,0 – 6,0 m/h. Việc thay đổi ULV được thực hiện trong các chế độ OLR khác nhau. Kết quả thể hiện trong Hình 2.11 cho thấy trong y = 0.6684x + 1.451 R² = 0.8936 0 5 10 15 20 25 0 5 10 15 20 25 T ố c đ ộ x ử l ý C O D , k g C O D /( m 3 n g à y ) Tải trọng COD, kg COD/(m3ngày) 68 khoảng nghiên cứu, ULV ít ảnh hưởng đến hiệu suất xử lý COD. Hiệu suất xử lý COD chủ yếu bị ảnh hưởng bởi việc thay đổi OLR trong các chế độ thí nghiệm. Nghiên cứu của S. Karnchanawong và W. Phajee (2009) đối với nước thải chăn nuôi lợn tại Thái Lan cũng cho các kết quả tương tự. Với thiết bị EGSB có dung tích phản ứng 39,3 lít sau thời gian 3 tháng khởi động với ULV 0,5 m/h, OLR 2 kg COD/m3ngày, các thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng của ULV đến hiệu suất xử lý COD được thực hiện trong 374 ngày với 4 chế độ tương ứng với ULV, COD vào, SS vào, OLR lần lượt là 4 m/h, 9.601 mg/L, 1.829 mg/L, 9,6 kg COD/m3ngày (chế độ 1); 8 m/h, 12.470 mg/L, 4.970 mg/L, 12,5 kg COD/m3ngày (chế độ 2); 12 m/h, 13.050 mg/L, 6.590 mg/L, 13 kg COD/m3ngày (chế độ 3); 16 m/h, 11.355 mg/L, 2.930 mg/L, 11,6 kg COD/m3ngày (chế độ 4). Các kết quả chỉ ra rằng, trong khoảng nghiên cứu, ULV ít có ảnh hưởng đến hiệu suất xử lý COD, tại các chế độ hiệu suất xử lý COD đều đạt 93 – 94%, ngoại trừ chế độ 3 đạt rất thấp, 38,1%, do nồng độ SS nước đầu vào quá cao ảnh hưởng đến hiệu suất xử lý COD. Khi áp dụng thiết bị EGSB để XLNT, nồng độ SS dòng vào nên < 5.000 mg/L [44]. Ghi chú: OLR (kg COD/m3ngày) ở các chế độ: (I) = 7,7 ± 0,3; (II) = 11,3 ± 0,3; (III) = 17,7 ± 0,8; (IV) = 19,0 ± 0,9; (V) = 10,8 ± 0,6. Hình 2.11. Ảnh hưởng của ULV đến hiệu suất xử lý COD của thiết bị EGSB Trong nghiên cứu này đối với nước thải chế biến CSTN, với ULV trong khoảng 3,0 – 6,0 m/h, hiệu suất xử lý COD ít bị ảnh hưởng, do đó đề xuất lựa chọn ULV 3,0 m/h nhằm tiết kiệm năng lượng. 0 20 40 60 80 100 0 2 4 6 8 10 85 95 105 115 125 135 145 155 H iệ u s u ấ t x ử l ý C O D , % T ố c đ ộ d â n g , m /h Thời gian vận hành, ngày Tốc độ dâng Hiệu suất (I) (II) (III) (IV) (V) 69 2.2.2.3. Sự thay đổi nồng độ N–amoni Trong nước thải chế biến CSTN, nồng độ N–amoni chủ yếu phát sinh do quá trình sử dụng NH3 làm chất chống đông trong quá trình vận chuyển và bảo quản mủ cao su. Lượng NH3 sử dụng để chống đông càng nhiều, khi đánh đông càng cần sử dụng nhiều axit acetic hoặc axit formic làm cho giá trị COD trong nước thải càng cao. Do đó, nồng độ N–amoni đầu vào có cùng xu hướng với giá trị COD, khi N–amoni tăng, giá trị COD tăng và ngược lại (Hình 2.12). Kết quả từ Hình 2.12 cũng cho thấy, N–amoni dòng ra luôn cao hơn N–amoni đầu vào chứng tỏ trong quá trình này một lượng nitơ trong các hợp chất hữu cơ đã được các VSV chuyển hóa thành N–amoni. Mức độ tăng trung bình (%) nồng độ N- amoni sau xử bằng thiết bị EGSB so với nồng độ N-amoni trong nước thải đầu vào trong các chế độ (I) đến (V) lần lượt là: 26,6 ± 8,6%; 21 ± 6,3%; 13,8 ± 6,6%; 17,0 ± 4,3%; 22,1 ± 8,3%. Quá trình chuyển hóa nitơ trong các hợp chất hữu cơ thành N– amoni chủ yếu được thực hiện trong giai đoạn metan hóa của quá trình phân hủy kỵ khí [28, 123, 124]. Ghi chú: OLR (kg COD/m3ngày) ở các chế độ: (I) = 7,7 ± 0,3; (II) = 11,3 ± 0,3; (III) = 17,7 ± 0,8; (IV) = 19,0 ± 0,9; (V) = 10,8 ± 0,6. Hình 2.12. Sự thay đổi N–amoni trong giai đoạn vận hành ổn định thiết bị EGSB N–amoni là một trong những dưỡng chất thiết yếu cho quá trình sinh trưởng và phát triển của các VSV nói chung, VSV kỵ khí nói riêng. Tuy nhiên, đây cũng là một trong những yếu tố ảnh hưởng tiêu cực, thậm chí là gây độc đối với các VSV khi nồng độ cao. Trong phân hủy kỵ khí, các nghiên cứu trước đây đã chỉ ra rằng, tùy theo loại nước thải, ngưỡng nồng độ TAN (total ammonia nitrogen) ảnh hưởng đến 0 2,000 4,000 6,000 8,000 0 200 400 600 800 85 95 105 115 125 135 145 155 C O D , m g /L N ồ n g đ ộ N -a m o n i, m g /L Thời gian vận hành, ngày N-amoni vào N-amoni ra COD vào (I) (II) (III) (IV) (V) 70 quá trình phân hủy làm giảm khả năng sinh khí cũng khác nhau. Ngưỡng nồng độ TAN ức chế 50% quá trình sản xuất khí metan đối với nước thải từ phân gia súc; nước thải pha từ glucose; nước thải pha từ chiết xuất nấm men; nước thải từ các lò mổ gia cầm; nước thải chăn nuôi lợn lần lượt như sau: 4.000 mg/L; 2.480 mg/L; 1.445 mg/L; 5.600 mg/L; và > 5.200 mg/L [38]. Trong nghiên cứu này với nước thải chế biến CSTN, nồng độ N–amoni và TAN trung bình lần lượt là <450 mg/L và <550 mg/L nằm trong ngưỡng an toàn cho quá trình phân hủy kỵ khí. Nồng độ N-amoni và TN trong nước thải ra sau xử lý kỵ khí bằng thiết bị EGSB trong các chế độ (I) ÷ (V) lần lượt như sau: 201 ± 18 mg/L ÷ 398 ± 21 mg/L; và 261 ± 23 mg/L ÷ 518 ± 27 mg/L. 2.2.2.4. Hiệu quả sinh khí biogas Lượng khí biogas sinh ra trong thiết bị EGSB ở các chế độ OLR và ULV khác nhau trong giai đoạn vận hành ổn định được thể hiện trong Hình 2.13. Ghi chú: OLR (kg COD/m3ngày) ở các chế độ: (I) = 7,7 ± 0,3; (II) = 11,3 ± 0,3; (III) = 17,7 ± 0,8; (IV) = 19,0 ± 0,9; (V) = 10,8 ± 0,6. Hình 2.13. Lượng khí sinh ra trong giai đoạn vận hành ổn định thiết bị EGSB Kết quả nhận được cho thấy, khi tải trọng COD tăng, lượng khí biogas sinh ra cũng tăng và ngược lại. Lượng khí biogas sinh ra ở điều kiện tiêu chuẩn ở các chế độ tải trọng COD khác nhau từ (I) đến (V) lần lượt là 33,6 ± 1,2 L/ngày; 44,5 ± 1,7 L/ngày; 63,9 ± 5,2 L/ngày; 76,6 ± 4,3 L/ngày; và 44,2 ± 3,6 L/ngày. Hình 2.14 thể hiện sự thay đổi hệ số chuyển hóa khí ở điều kiện tiêu chuẩn của thiết bị EGSB theo OLR và ULV. Hệ số chuyển hóa khí tương đối ổn định tại các chế độ thí nghiệm với OLR khác nhau. Hệ số chuyển hóa khí trung bình của các chế 20 40 60 80 100 5 10 15 20 25 80 90 100 110 120 130 140 150 160 L ư ợ n g k h í b io g a s si n h r a ở đ k tt . L /n g à y T ả i tr ọ n g C O D , k g C O D /( m 3 n g à y ) Thời gian vận hành, ngày OLR Lượng khí biogas I II III IV IV 71 độ (I) – (V) lần lượt là: 0,38 ± 0.01; 0,36 ± 0.01; 0,39 ± 0.03; 0,36 ± 0.01; 0,36 ± 0.01 L/g COD chuyển hóa. Hình 2.14. Ảnh hưởng của tốc độ dâng nước đến hệ số chuyển hóa khí Kết quả thể hiện trong Hình 2.14 cho thấy, hệ số chuyển hóa khí bị ảnh hưởng bởi ULV. Với mức ULV trong khoảng 3,1 – 3,8 m/h, hệ số chuyển hóa khí tương đối ổn định, tuy nhiên, khi tăng ULV lên trong khoảng 4,6 – 6,0 m/h, hệ số chuyển hóa khí ít ổn định hơn và có xu hướng giảm. S. Karnchanawong và W. Phajee (2009) chỉ ra rằng ULV ít ảnh hưởng đến hiệu suất xử lý COD, nhưng ảnh hưởng đến khả năng sinh khí biogas, ULV càng cao khả năng sinh khí càng giảm. Ở khoảng tải trọng COD 9,8 – 13,3kg COD/m3ngày, lượng khí biogas sinh ra tại các chế độ tốc độ dâng nước 4, 8, 12, 16 m/h lần lượt là 13,3; 8,5; 3,8 và 2,1 L/ngày [44]. Kết quả này cho thấy, ở khoảng tốc độ dâng nước cao (8 – 16 m/h), lượng khí biogas sinh ra giảm rất nhanh. Trong nghiên cứu này, ảnh hưởng của tốc độ dâng nước đến hệ số chuyển hóa khí là không đáng kể. Kết quả này là do khoảng tốc độ dâng nước trong nghiên cứu này ở mức thấp, chỉ 3,1 – 6,0 m/h. Hình 2.15 thể hiện mối quan hệ giữa lượng khí biogas sinh ra ở điều kiện tiêu chuẩn và lượng COD chuyển hóa. Kết quả cho thấy, lượng khí biogas sinh ra ở điều kiện tiêu chuẩn tỷ lệ thuận với lượng COD chuyển hóa. Tại mức COD chuyển hóa < 140 g COD/ngày lượng khí biogas sinh ra ở điều kiện tiêu chuẩn tương đối ổn định, tuy nhiên khi lượng COD chuyển hóa > 140 g COD/ngày lượng khí biogas sinh ra có biên độ dao động lớn hơn. Hệ số chuyển hóa khí (tỉ lệ giữa lượng khí sinh ra và lượng COD chuyển hóa) trung bình ở điều kiện tiêu chuẩn cho tất cả các chế độ nghiên cứu là 0,37 L/kg COD chuyển hóa. 0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 5 10 15 20 25 80 90 100 110 120 130 140 150 160 H ệ số c h u y ển h ó a k h í. L /g C O D c h u y ển h ó a T ả i tr ọ n g C O D , k g C O D /( m 3 n g à y ) Thời gian vận hành, ngày Tải trọng COD Hệ số chuyển hóa khí ULV: 3,8 m/h 3,1 m/h 4,6 m/h 6,0 m/h 3,1 m/h 4,6 m/h 3,1 m/h 72 Hình 2.15. Quan hệ giữa lượng khí sinh ra và COD chuyển hóa trong thiết bị EGSB Nguyễn Thị Thanh (2009) đã sử dụng 02 thiết bị UASB, chứa bùn hạt đã được hoạt hóa với AlCl3 trong 103 ngày (UASB1) và chứa bùn phân tán (UASB2) để XLNT chế biến CSTN. Kết quả thu được cho thấy, hệ thống UASB1 có hiệu suất sinh khí ổn định hơn, đạt hệ số chuyển hóa khí 0,325 L/g COD chuyển hóa. Khi OLR 15,3 kg COD/m3ngày [9]. Trong nghiên cứu này với thiết bị EGSB để xử lý nước thải chế biến CSTN, hệ số chuyển hóa khí trung bình cho tất các các chế độ nghiên cứu là 0,37 L/g COD chuyển hóa. y = 0.371x R² = 0.9174 0 20 40 60 80 100 50 100 150 200 250 L ư ợ n g b io g a s si n h r a ở đ k tc , L /n g à y Lượng COD chuyển hóa, g COD/ngày 73 Bảng 2.5. Tổng hợp kết quả nghiên cứu XLNT chế biến CSTN bằng thiết bị EGSB trong giai đoạn vận hành ổn định Chế độ/ thời gian (ngày) Chế độ (I)/ 12 Chế độ (II)/ 12 Chế độ (III)/ 22 Chế độ (IV)/ 10 Chế độ (V)/12 TB ± TB ± TB ± TB ± TB ± pH vào 6,62 0,06 6,48 0,06 6,14 0,17 6,34 0,04 6,40 0,10 pH ra 7,78 0,06 7,67 0,04 7,64 0,13 7,76 0,09 7,79 0,06 Lưu lượng nước thải (L/h) 1,26 0,03 1,64 0,03 1,58 0,02 1,62 0,02 1,61 0,01 Thời gian lưu (h) 10,8 0,2 8,2 0,1 8,5 0,1 8,3 0,1 8,4 0,1 COD vào (mg/L) 3.465 110 3.869 94 6.292 265 6.605 319 3.778 190 COD ra (mg/L) 504 21 733 38 1.939 194 1.150 85 615 62 Tải trọng COD (kg COD/(m3·ngày) 7,7 0,3 11,3 0,3 17,7 0,8 19,0 0,9 10,8 0,6 Hiệu suất xử lý COD (%) 85,5 0,5 81,0 1,2 69,1 3,5 82,5 1,3 83,6 2,2 Tốc độ xử lý (kg COD/m3·ngày) 6,6 0,2 9,1 0,3 12,2 1,0 15,7 0,9 9,1 0,7 Hệ số chuyển hóa khí (L/g COD chuyển hóa) 0,38 0,01 0,36 0,01 0,39 0,03 0,36 0,01 0,36 0,01 N-amoni vào (mg/L) 160 20 205 8 304 17 340 14 194 22 N-amoni ra (mg/L) 201 18 247 11 345 23 398 21 237 28 74 Kết luận chương 2: 1. Đã khởi động và tạo bùn hạt thành công trên thiết bị EGSB trong 87 ngày, với các đặc trưng như sau: - Bùn hạt xuất hiện, có thể quan sát thấy rõ ràng sau 27 ngày khởi động. Lúc này, bùn hạt có kích thước chủ yếu dưới 1,0 mm, hạt có kích thước 0,5 – 1,0 mm chiếm khoảng 38,5% lượng bùn trong thiết bị EGSB; - Sau 87 ngày khởi động, lượng bùn hạt và kích thước bùn hạt trong thiết bị EGSB đã tăng lên đáng kể: tại phần phía dưới của tầng bùn, hạt có kích thước 0,5 – 1,0 mm chiếm 45,5%; hạt 1,0 – 2,0 mm chiếm 35,4%; tại phần phía trên của tầng bùn, các hạt có kích thước 0,5 – 1,0 mm chiếm 62,6%; hạt 1,0 – 2,0 mm chiếm 18 %. Cuối giai đoạn khởi động, mật độ bùn trong thiết bị đã đạt được khá cao, với MLSS và MLVSS lần lượt là 56,7 g/L và 37,3 g/L. 2. Thiết bị EGSB hoạt động ổn định trong khoảng tải trọng nghiên cứu 7 – 20 kg COD/m3ngày. Hiệu suất xử lý COD của thiết bị có xu hướng giảm nhẹ khi tăng OLR, tuy nhiên, sự thay đổi này là không đáng kể, hiệu suất xử lý COD trung bình là trên 80%. 3. Trong khoảng giá trị 3,0 – 6,0 m/h, tốc độ dâng nước ảnh hưởng không đáng kể đến hiệu suất xử lý COD cũng như hiệu suất chuyển hóa khí của thiết bị EGSB; 4. Hệ số chuyển hóa khí biogas trung bình đối với nước thải chế biến CSTN nghiên cứu là 0,37 L/g COD chuyển hóa. 75 CHƯƠNG 3. XỬ LÝ THU HỒI CHẤT DINH DƯỠNG BẰNG PHƯƠNG PHÁP KẾT TỦA MAP Mở đầu Photpho là một nguyên tố thiết yếu cho các sinh vật sống, đóng vai trò quan trọng trong sản xuất phân bón, một trong những yếu tố quyết định đến năng suất cây trồng. Trên thế giới, khoảng 90% lượng photpho khai thác được sử dụng để sản xuất phân bón phục vụ nông nghiệp. Hiện nay, photpho chủ yếu được khai thác từ quặng photphat. Tuy nhiên, giống như nguồn dầu mỏ, quặng photphat là một trong những nguồn tài nguyên không phục hồi được do thời gian hình thành từ quá trình phong hóa kéo dài, có thể lên đến 10 – 15 triệu năm. Theo dự đoán, sản lượng khai thác quặng photphat trên thế giới sẽ đạt cực đại vào năm 2040 và sẽ suy giảm mạnh sau đó [125]. Trong tự nhiên, ngoài tồn tại chính dưới dạng quặng photphat, photpho còn tồn tại trong các loại nước thải, chất thải rắn, bùn thải. Lượng photpho trong nước thải nếu không được xử lý khi thải ra môi trường sẽ gây nên hiện tượng phú dưỡng trong các thủy vực, gây độc cho các loài thủy sinh. Có ba phương pháp chính xử lý photpho trong nước thải: hóa lý, hóa học và sinh học. Trong đó, việc xử lý và thu hồi photpho theo phương pháp hóa học bằng kết tủa MAP được xem là một hướng tiếp cận mới trong việc xử lý chất thải lỏng, vừa giảm thiểu ô nhiễm môi trường, vừa có thể thu hồi, tái sử dụng sản phẩm thu được [54, 60, 61, 126, 127]. MAP, một dạng tinh thể rắn, màu trắng chứa magie, amoni và photphat trong một tỷ lệ mol bằng nhau, được tìm thấy từ lâu trong bàng quang và thận (sỏi thận) của người, trong phân của chim, gà, vịt Năm 1937, MAP được biết đến như một vấn đề trong hệ thống XLNT do có thể lắng đọng và kết bám ở máy bơm, trong đường ống, đặc biệt những đoạn uốn cong của đường ống, ảnh hưởng đến chế độ vận hành và hiệu quả xử lý của hệ thống XLNT [128, 129]. Trước đây, MAP được coi như một vấn đề trong XLNT, do đó các nghiên cứu thường tập trung vào các giải pháp loại bỏ. Một số biện pháp đã được nghiên cứu và áp dụng để loại bỏ kết tủa này như làm sạch cơ học, phun rửa đường ống bằng nước, axit. Biện pháp hiệu quả nhất để xử lý vấn đề này là hòa tan và rửa kết tủa bằng axit 76 do MAP có đặc điểm hình thành kết tinh trong môi trường kiềm nhưng tan tốt trong môi trường axit [130]. Trong điều kiện nguồn cung photpho ngày càng suy giảm, việc nghiên cứu thu hồi MAP trong nước thải đã được quan tâm như một nguồn thu hồi photpho tiềm năng để sản xuất phân bón. Trên thế giới các nghiên cứu này bắt đầu được thực hiện từ những năm 1980 [58] và ngày càng được quan tâm trong những năm gần đây, đặc biệt với các loại nước thải công nghiệp tập trung, nước thải chăn nuôi, nước thải rỉ rác, nước giàu chất dinh dưỡng sau các hệ thống kỵ khí [63, 126, 128, 130-132].Tại Việt Nam, vấn đề thu hồi các chất dinh dưỡng từ nước thải cũng đã bắt đầu được quan tâm nghiên cứu trong những năm gần đây [126, 127, 133]. Kết quả phân tích nước thải của Nhà máy chế biến cao su Hà Tĩnh (Bảng 1.3) cho thấy, nồng độ N-amoni; TN; P-PO43-; và TP lần lượt trong khoảng: 128 – 249 mg/L; 208 – 398 mg/L;86 – 189 mg/L; và 130 – 240 mg/L. Như vậy, nồng độ N- amoni và TN vượt tiêu chuẩn cho phép 2 – 5 lần (Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về nước thải sơ chế CSTN, QCVN 01-MT:2015/BTNMT). Mặc dù chưa được quy định trong QCVN 01-MT:2015/BTNMT, nhưng so với Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về nước thải công nghiệp (QCVN 40:2011/BTNMT), chỉ tiêu TP trong nước thải chưa xử lý của Nhà máy cao hơn tiêu chuẩn cho phép từ 20 – 40 lần. Kết quả phân tích ở trên cũng cho thấy, đây là nguồn nước thải chứa một lượng đáng kể nitơ và photpho có thể thu hồi được. Do đó, nếu tiến hành thu hồi đồng thời amoni và photphat trong nước thải chế biến CSTN, một mặt sẽ góp phần giảm ô nhiễm môi trường, mặt khác giúp tiết kiệm và sử dụng hợp lý tài nguyên do sản phẩm thu được có thể tái sử dụng làm phân bón cho nông nghiệp nói chung, cho trồng cây cao su nói riêng. Với mục tiêu nghiên cứu thu hồi đồng thời các chất dinh dưỡng N, P trong nước thải chế biến CSTN, trong chương này các nội dung sau đã được tiến hành nghiên cứu: – Nghiên cứu xác định điều kiện pH, tỷ lệ mol tối ưu; – Nghiên cứu thu hồi P, N không bổ sung thêm nguồn magie và photphat; – Nghiên cứu thu hồi P, N có bổ sung magie; – Nghiên cứu thu hồi P, N có bổ sung magie và photphat; – Đánh giá sản phẩm MAP thu được. 77 3.1. Vật liệu và phương pháp nghiên cứu 3.1.1. Vật liệu, hóa chất và thiết bị nghiên cứu 3.1.1.1. Nước thải Nước thải sử dụng trong nghiên cứu thu hồi các chất dinh dưỡng bằng kết tủa MAP là nước thải đầu ra của hệ thí nghiệm EGSB được vận hành ở chế độ thí nghiệm với nước thải thật của Nhà máy chế biến cao su Hà Tĩnh (chế độ III). Nồng độ các thành phần COD, P-PO43-, N-NH4+, và Mg2+ như trong Bảng 3.1. Bảng 3.1: Nồng độ một số thành phần ô nhiễm trong nước thải chế biến CSTN sau xử lý kỵ khí bằng thiết bị EGSB Thành phần COD P-PO43- N-NH4+ Mg2+ Ca2+ Nồng độ, mg/L 2.012 141 222 50 18 (Tỉ lệ mol Mg2+ : N-NH4 + : P-PO4 3- = 0,46 : 3,5 : 1,0 hoặc 0,13 : 1: 0,29) 3.1.1.2. Hóa chất – Các hóa chất sử dụng trong quá trình thí nghiệm là muối MgCl26H2O và axit photphoric H3PO4 85% của Xilong Scientific C., Ltd, Trung Quốc. – Các hóa chất phân tích: Các hóa chất phân tích của hãng Wako, Nhật Bản. 3.1.1.3. Thiết bị thí nghiệm Thí nghiệm được thực hiện trên máy khuấy Jar-Test 6 vị trí, điều chỉnh được tốc độ khuấy của hãng Bioblock (Hình 3.1). Hình 3.1. Thiết bị Jar-Test thí nghiệm thu hồi MAP 78 3.1.2. Phương pháp nghiên cứu 3.1.2.1. Phương pháp thực nghiệm Quy trình thí nghiệm đối với ba trường hợp nghiên cứu như sau: – Thí nghiệm không bổ sung nguồn magie: nước thải được cho vào các cốc phản ứng, vừa khuấy vừa điều chỉnh pH đến giá trị định trước bằng dung dịch NaOH, sau đó tiếp tục khuấy trộn với vận tốc 60 vòng/phút. Các thí nghiệm được thực hiện với sự thay đổi pH và thời gian phản ứng. – Thí nghiệm có bổ sung nguồn magie: nước thải được bổ sung thêm dung dịch muối MgCl26H2O với liều lượng định trước để đảm bảo tỉ lệ mol Mg2+ : P-PO43- dự định, điều chỉnh pH đến giá trị tối ưu bằng dung dịch NaOH sau đó thực hiện các phản ứng với các điều kiện tỷ lệ mol Mg2+ : P-PO43- thay đổi. – Thí nghiệm có bổ sung đồng thời nguồn magie và photphat: nước thải được bổ sung thêm dung dịch muối MgCl26H2O và H3PO4 với liều lượng định trước để đảm bảo tỉ lệ mol Mg2+ : NH4+ : P-PO43- dự định, điều chỉnh pH đến giá trị tối ưu bằng dung dịch NaOH, sau đó thực hiện các phản ứng với các điều kiện thay đổi tỷ lệ mol Mg2+ : NH4+ : P-PO43-. Trong các thí nghiệm, pH được điều chỉnh và ổn định với giá trị định trước trong suốt thời gian phản ứng bằng dung dịch NaOH. Sau khi các phản ứng kết thúc, để lắng trong thời gian 20 phút. Phần nước trong sau lắng được mang đi phân tích các thông số cần thiết. Phần kết tủa được rửa bằng nước cất, lọc qua giấy lọc và sấy khô tại 50oC đến khối lượng không đổi trong 2 giờ. Mỗi thí nghiệm được lặp lại ba lần và lấy giá