Tóm tắt Luận án Nghiên cứu xử lý nước thải chăn nuôi bằng phương pháp sinh học kết hợp lọc màng

hiễm, nồng độ sinh khối trong bể chứa màng, độ nhớt và chế độ sục khíXác định được các yếu tố ảnh hưởng và vận hành hệ ở điều kiện tối ưu sẽ giúp quá trình màng hoạt động được lâu dài. 1.5.3. Chế độ hoạt động Trong quá trình lọc, năng suất lọc có xu hướng giảm trong khi đó áp suất qua màng có xu hướng tăng lên do sự tăng trở kháng trong quá trình lọc gây ra bởi sự tích tụ các chất bẩn lên bề mặt màng lọc. Bởi vậy, cùng một lúc rất khó kiểm soát được đồng thời cả 2 yếu tố này, do đó hệ thống lọc màng chỉ có thể duy trì hoạt động với một chế độ: hoặc là lựa chọn cố định áp suất qua màng hoặc là lựa chọn cố định năng suất lọc. 1.5.4. Hiện tượng tắc nghẽn màng lọc Hiện tượng tắc nghẽn màng là quá trình mà trong đó các chất hòa tan hoặc các hạt bám trên bề mặt màng hoặc chui vào các lỗ màng làm cho năng suất lọc của màng suy giảm (Simon Judd, 2006). Có nhiều nguyên nhân gây ra tắc nghẽn màng như: cường độ sục khí trong bể màng, tính chất của nước thải đầu vào, thông số vận hành bể BHT (thời gian lưu bùn, thời gian lưu nước, năng suất lọc). Để phục hồi màng hay làm sạch màng thường sử dụng hai giải pháp vật lý và hóa học. 1.5.5. Công nghệ sinh học kết hợp lọc màng Công nghệ sinh học kết hợp với lọc màng (gọi tắt là công nghệ MBR) là quá trình xử lý sinh học kết hợp với tách loại vật lý bằng màng lọc. Công nghệ MBR bao gồm 2 giai đoạn chính trong một bể phản ứng, đó là: giai đoạn sinh học và giai đoạn lọc màng. Trong bể MBR, các quá trình sinh học phân hủy chất ô nhiễm diễn ra tương tự như các bể BHT thông thường. Sau khi qua giai đoạn xử lý sinh học, tiếp đến là giai đoạn lọc qua màng. Màng hoạt động nhờ vào áp lực hút do bơm tạo ra để đưa nước sạch qua màng và thải ra nguồn tiếp nhận. Sinh khối được giữ lại trong bể nhờ khả năng tách loại của màng lọc. Màng ở đây còn đóng vai trò như một giá thể cho VSV dính bám tạo nên lớp màng vi sinh, làm tăng bề mặt tiếp xúc pha, tăng cường khả năng phân hủy sinh học. Ưu điểm của MBR hơn quá trình bùn hoạt tính thông thường đó là thiết kế nhỏ gọn do không cần có bể lắng cấp hai và sản phẩm bùn dư ít. Do mật độ sinh khối trong bể phản ứng cao nên một mặt năng xuất xử lý tăng khoảng 5-7 lần so với BHT; mặt khác cho phép lưu bùn lâu và phân huỷ bùn ngay trong bể phản ứng dẫn đến giảm lượng và chi phí xử lý bùn thải. Một đặc điểm quan trọng của công nghệ MBR đó là màng lọc có khả năng loại bỏ hoàn toàn các vi khuẩn gây bệnh. Hiện nay công nghệ MBR phổ biến được chia thành hai mô hình tùy theo cách bố trí màng lọc trong hệ thống xử lý, gồm màng lọc bố trí bên ngoài và màng lọc ngập nước bên trong (Pierre Le-Clech, 2010). 7 1.5.6. Hiện trạng ứng dụng công nghệ lọc màng ở Việt Nam Ở Việt Nam, mặc dù công nghệ lọc màng mới được bắt đầu thử nghiệm trong một vài năm trở lại đây và chủ yếu ứng dụng trong việc xử lý nước thải sinh hoạt, nước thải công nghiệp, nước thải bệnh viện ... Việc kết hợp công nghệ MBR với các công nghệ truyền thống nhằm nâng cao hiệu quả xử lý và tăng tỷ lệ tái sử dụng nước thải, bước đầu đã cho thấy những kết quả khả quan. Tuy nhiên, việc ứng dụng công nghệ MBR để xử lý các nguồn nước thải có tải trọng ô nhiễm cao như nước thải chăn nuôi còn rất khiêm tốn. Chƣơng 2. ĐỐI TƢỢNG VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 2.1. Đối tƣợng nghiên cứu 2.1.1. Nước thải chăn nuôi lợn Mẫu nước thải được lấy tại trại chăn nuôi lợn quy mô nhỏ hộ gia đình thuộc xóm Múi, xã Bích Hòa, huyện Thanh Oai, thành phố Hà Nội, với quy mô nuôi từ 70 – 100 con. Nước thải được lấy tại hố thu gom sau thời gian rửa chuồng, trước khi xả ra cống chung. Nước thải được tiền xử lý qua rây lọc có kích thước lỗ 0,5 mm để loại bỏ cặn rác thô trước khi sử dụng cho các nghiên cứu. 2.1.2. Môđun màng lọc Các loại vật liệu màng sử dụng trong nghiên cứu gồm: Polyvinylidene Fluoride (PVDF); Cellulose Acetate CA); CA biến tính; Polytetrafluoroethylene (PTFE). Các môđun màng lọc dạng tấm phẳng và dạng sợi rỗng được lắp ghép tại Phòng thí nghiệm Trung tâm Công nghệ Vật liệu, Viện Ứng dụng Công nghệ. 2.1.3. Nguồn vi sinh vật sử dụng trong nghiên cứu - Nguồn vi sinh vật hiếu khí: được lấy từ bể nuôi BHT hiếu khí tại Viện Khoa học và Công nghệ Môi trường, Trường Đại học Bách khoa Hà Nội. BHT được nuôi bằng nước thải sinh hoạt, có tỷ số MLVSS/MLSS 0,71 – 0,79. - Nguồn vi sinh vật yếm khí và thiếu khí: sử dụng BHT tại phòng thí nghiệm Trung tâm Công nghệ Vật liệu. BHT được nuôi bằng nước thải sinh hoạt. 2.2. Phạm vi quy mô nghiên cứu - Địa điểm lấy mẫu: xóm Múi, xã Bích Hòa, huyện Thanh Oai, thành phố Hà Nội. - Thời gian lấy mẫu: 2 lần/tuần, mỗi lần khoảng 400 lít nước thải. - Các nghiên cứu và thí nghiệm được thực hiện tại Phòng thí nghiệm Trung tâm Công nghệ Vật liệu trên các mô hình quy mô phòng thí nghiệm. 2.3. Phƣơng pháp nghiên cứu Để thực hiện được các nội dung nghiên cứu đề tài đã sử dụng các phương pháp như: Phương pháp điều tra thu thập tài liệu; Phương pháp lấy mẫu, bảo quản mẫu và phân tích; Phương pháp bố trí thí nghiệm: - Xác định đặc tính nước thải chăn nuôi khu vực nghiên cứu. Đánh giá chất lượng nước thải và so sánh với tiêu chuẩn nước thải chăn nuôi QCVN 01-79:2011/BNNPTNT. - Lắp ghép modun màng lọc dạng tấm phẳng và dạng sợi rỗng - Nghiên cứu các yếu tố ảnh hưởng đến tắc màng: Màng lọc được tích hợp bên trong bể có thể tích 50L (40 cm x 18 cm x 70 cm). Hệ thống sục khí được lắp đặt phía dưới môđun màng. Cường độ sục khí được kiểm soát bằng van và lưu lượng kế; Áp suất qua màng được đo bằng đồng hồ đo áp suất (đồng hồ khí). Nước được hút qua màng ra ngoài nhờ bơm hút nên áp suất qua màng là áp suất âm (trong luận án thể hiện giá trị áp suất bằng giá trị dương). 8 Thí nghiệm 1: Khảo sát ảnh hưởng của vật liệu màng lọc dạng tấm phẳng Các loại vật liệu màng sử dụng để khảo sát là: PVDF, CA, CA biến tính và PTFE. Thí nghiệm 2: Khảo sát ảnh hưởng của hình thái môđun màng lọc sợi rỗng Các hình thái môđun màng lọc dạng sợi rỗng được khảo sát gồm: các sợi màng uốn cong hình chữ U, hút nước từ một đầu sợi (môđun M1); các sợi màng duỗi thẳng, hút nước từ hai đầu sợi (môđun M2); các sợi màng duỗi thẳng, hút nước từ một đầu sợi, một đầu bó sợi cố định (môđun M3); và các sợi màng duỗi thẳng, hút nước từ một đầu sợi, một đầu sợi không bó cố định (môđun M4). Thí nghiệm 3: Khảo sát ảnh hưởng của cường độ sục khí Cường độ sục khí được thay đổi trong khoảng: 0,015; 0,03; 0,045; 0,06 và 0,075 L/cm2/phút, tương ứng với lưu lượng cấp khí từ 10 đến 50 L/phút. Thí nghiệm 4: Khảo sát ảnh hưởng của năng suất lọc Năng suất lọc được khảo sát tại các giá trị: 12, 15, 20 và 30 L/m2.h. Thí nghiệm 5: Khảo sát ảnh hưởng của nồng độ bùn hoạt tính trong bể hiếu khí Nồng độ BHT trong bể hiếu khí được khảo sát tại các khoảng giá trị: 3000; 6000, 9000 và 12000 mg/L. Thí nghiệm 6: Đánh giá khả năng thích nghi của BHT với nước thải chăn nuôi lợn BHT được làm giàu sinh khối bằng nước thải chăn nuôi lợn trong bể sục khí gián đoạn SBR dung tích 50 L. - Khảo sát lựa chọn thời gian lưu trong các giai đoạn xử lý sinh học theo hệ mẻ: Thí nghiệm 7: Khảo sát ảnh hưởng của thời gian lưu trong bể yếm khí đến hiệu quả xử lý COD Thí nghiệm được thực hiện trong bể yếm khí có dung tích 8 lít, thay đổi thời gian trong khoảng: 12, 18, 20 và 24 giờ; nồng độ BHT 12000 mg/L; DO từ 0,02 – 0,13 mg/L. Thí nghiệm 8: Khảo sát ảnh hưởng của thời gian lưu nước thải trong bể hiếu khí đến hiệu quả xử lý COD, NH4 + - N Thí nghiệm được thực hiện trong bể sục khí dung tích 15 lít, thời gian được khảo sát từ: 8, 16, 24 đến 48 giờ; nồng độ BHT 9000 mg/L; duy trì DO trong khoảng 3 – 6 mg/L. Trong thí nghiệm này, nước thải đầu ra của bể yếm khí được sử dụng làm đầu vào của bể hiếu khí. Thí nghiệm 9: Khảo sát ảnh hưởng của thời gian lưu nước thải trong bể thiếu khí đến hiệu quả xử lý nitrat Thí nghiệm được thực hiện trong bể thiếu khí có dung tích 8 lít, thời gian lưu nước thải trong bể từ: 12, 16, 20 đến 24 giờ,; nồng độ BHT 6000 mg/L; DO được duy trì trong khoảng 0,3 – 0,6 mg/L. - Xây dựng mô hình hệ thống xử lý sinh học kết hợp lọc màng quy mô phòng thí nghiệm (Hình 2.7). Nồng độ BHT trong các bể xử lý: bể yếm khí: 12000 mg/L, bể thiếu khí: 6000 mg/L, và bể hiếu khí: lựa chọn ở thí nghiệm 5. Cường độ sục khí thô lựa chọn ở thí nghiệm 3. Dòng khí mịn được cấp khí với lưu lượng 5 – 10 L/phút. Duy trì DO trong bể hiếu khí từ 3 – 6 mg/L. Chọn năng suất lọc của màng 12 L/m2.h. Tỷ lệ tuần hoàn 200%. Quy trình vận hành hệ thống xử lý sinh học kết hợp với lọc màng: Nước thải trước khi đưa vào bể đầu vào được lọc sơ bộ bằng rây lọc có kích thước lỗ 0,5 mm. Nước thải từ bể đầu vào được bơm sang bể yếm khí. Sau thời gian lưu nhất định, nước từ bể yếm khí tiếp tục tự chảy tràn qua bể thiếu khí và từ bể thiếu khí tiếp tục chảy tràn sang bể hiếu khí. Nước sau khi qua màng được chia thành 3 dòng, theo tỷ lệ nhất định: một dòng ra bể chứa; một dòng được bơm tuần hoàn về bể hiếu khí để đảm bảo mực nước trong bể hiếu khí được ổn định và dòng còn lại về bể thiếu khí để khử nitrat. 9 Hình 2 7. ơ đồ khối hệ thống sinh học kết hợp lọc màng quy mô PTN Thí nghiệm 10: Khảo sát ảnh hưởng của lưu lượng đầu vào đến hiệu quả xử lý COD và NH4 + -N Mục đích của thí nghiệm nhằm tìm ra lưu lượng và thời gian lưu thích hợp cho hệ thống xử lý nước thải chăn nuôi lợn. Khảo sát lưu lượng đầu vào tại các giá trị: 30, 45 và 60 L/ngày. Thí nghiệm 11: Khảo sát ảnh hưởng của dòng tuần hoàn nước từ bể hiếu khí về bể thiếu khí đến hiệu quả xử lý nitrat Mục đích của thí nghiệm nhằm lựa chọn tỷ lệ dòng tuần hoàn nhỏ nhất có giá trị NH4 + - N, NO3 - -N đầu ra đáp ứng tiêu chuẩn xả thải để tiết kiệm chi phí đầu tư bơm và năng lượng tiêu tốn. Khảo sát các tỷ lệ dòng tuần hoàn từ bể hiếu khí về thiếu khí: 200, 300 và 400%. Thí nghiệm 12: Khảo sát ảnh hưởng của đặc tính nước thải đầu vào đến hiệu quả xử lý chất ô nhiễm Mục đích của thí nghiệm nhằm đánh giá khả năng xử lý của hệ thống khi nước thải có các thông số ô nhiễm đầu vào thay đổi liên tục. - Đánh giá khả năng xử lý độ đục và coliform. Lấy mẫu phân tích khảo sát nồng độ coliform với tần suất 3 ngày/lần, độ đục 2 ngày/lần. Thí nghiệm 13: Nghiên cứu ảnh hưởng của nồng độ hóa chất và thời gian ngâm màng đến hiệu quả làm sạch màng Khảo sát nồng độ của NaOCl tăng dần từ 500, 1000, 2000 lên 3000 mg/L và thời gian ngâm màng từ 1 giờ lên đến 2 giờ. Mục đích lựa chọn được nồng độ NaOCl và thời gian ngâm màng sao cho sau khoảng thời gian ngắn nhất màng có thể đạt được áp suất qua màng như ban đầu. - Tính toán sản lượng bùn dư trong hệ thống lọc màng Các chỉ tiêu phân tích: pH, COD, BOD5, NH4 + -N, NO3 - - N, NO2 - - N, TP, SS, coliform. Các chỉ tiêu được phân tích bằng các phương pháp thông dụng trong phòng thí nghiệm. Số liệu được xử lý tính toán thống kê mô tả và so sánh sự khác biệt các giá trị trung bình trên Excel. Mỗi điều kiện, loại vật liệu và nghiên cứu được làm lặp lại 3 lần. 10 Chƣơng 3. KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN 3.1. Đặc tính nƣớc thải chăn nuôi lợn Nước thải chăn nuôi lợn khu vực nghiên cứu ô nhiễm rất cao so với cột B của Tiêu chuẩn nước thải chăn nuôi gia súc QCVN 01-79:2011/BNNPTNT. Cụ thể, COD cao gấp 29 - 83 lần, NH4 + -N cao gấp 15 - 65 lần, T-P cao gấp 4 - 12 lần, SS cao gấp 20 - 35 lần và coliform cao gấp 160 - 440 lần. Mặc dù vậy, nước thải chăn nuôi lợn có đặc điểm hàm lượng chất hữu cơ, chất dinh dưỡng nitơ, photpho cao, là môi trường tốt để phát triển VSV. Tỷ số BOD5 / COD = 0,67 – 0,7, phù hợp với xử lý sinh học. Ngoài ra, nước thải còn có đặc điểm tỷ số COD/NH4 + -N = 15 – 20 (> 5) và COD/TP = 75 – 85 (> 45). Theo lý thuyết, với tỷ số COD/NH4 + -N và COD/TP cao như thế này, hệ thống xử lý sinh học có khả năng xử lý nitrat và phôtpho triệt để (Lê Văn Cát, 2007). 3.2. Sản phẩm môđun màng lọc polymer đƣợc lắp ghép sử dụng trong các mô hình thí nghiệm nghiên cứu Hình ảnh môđun màng tấm phẳng có diện tích bề mặt (21x10-2 m x 31 x10-2 m) = 0,065 m2, đã được lắp ghép từ một số loại vật liệu màng khác nhau được thể hiện trên Hình 3.1. Hình 3.1. Một số môđun màng tấm phẳng với các vật liệu màng khác nhau Hình ảnh một số hình thái môđun màng lọc sợi rỗng có diện tích bề mặt [2 x π x R x L x số sợi] = [(2 x 3,14 x 35x10 -2 m x 0,6x10 -3 m) x 48] = 0,065 m 2 đã được lắp ghép thể hiện trên Hình 3.2. Hình 3.2. Một số hình thái modun màng lọc dạng sợi rỗng Hình ảnh các đơn nguyên màng lọc sợi rỗng đã được lắp ghép thành hệ thống như Hình 3.3. Hình 3.3. Sản phẩm modun màng sợi rỗng 11 3.3. Ảnh hƣởng của một số các yếu tố đến quá trình tắc màng Do màng lọc được đặt ngập bên trong bể vi sinh nên trong quá trình hoạt động bùn sẽ bám vào bề mặt màng gây nên hiện tượng tắc nghẽn màng và làm giảm năng suất lọc. Hiện tượng tắc nghẽn màng được nhận biết bằng cách theo dõi sự thay đổi áp suất qua màng. Khi tắc màng xảy ra thì áp suất qua màng tăng cao. Do quá trình hút nước qua màng nên giá trị áp suất qua màng là giá trị âm Trong luận án, áp suất qua màng biểu diễn bằng giá trị dương. Hình 3.4. Sự thay đổi áp suất qua màng dạng tấm phẳng theo thời gian với từng loại vật liệu màng khác nhau Hình 3.5. ự thay đổi áp suất qua màng theo thời gian với các hình thái môđun màng sợi rỗng khác nhau Hình 3.6. Sự thay đổi áp suất qua màng theo thời gian với cường độ sục khí khác nhau Hình 3.7. Sự thay đổi áp suất qua màng theo thời gian phụ thuộc vào năng suất lọc Hình 3.8. Sự thay đổi áp suất qua màng theo thời gian phụ thuộc vào nồng độ BHT khác nhau Từ các kết quả nghiên cứu thu được ở trên có thể thấy rằng, vật liệu màng, hình thái môđun màng, cường độ sục khí, năng suất lọc và nồng độ BHT trong bể, đều gây ảnh hưởng đến quá trình lọc màng. Cụ thể, màng sợi rỗng vật liệu PVDF hoạt động lâu dài, phù hợp dùng trong xử lý nước thải chăn nuôi (so với CA, CA biến tính và PTFE). Do khi tăng năng suất lọc và nồng độ BHT trong hệ đều đẩy nhanh quá trình tắc nghẽn màng, do đó, lựa chọn chế độ vận hành với năng suất lọc ≤ 15 L/m2.h, nồng độ BHT được duy trì trong hệ khoảng 9000 mg/L và cường độ sục khí cho bể hiếu khí ở mức 0,06 L/cm2/ph để đảm bảo cho việc 12 duy trì khả năng làm việc lâu dài của màng, như vậy hệ thống vừa đạt hiệu quả xử lý cao vừa tiết kiệm chi phí cho quá trình xử lý. 3.4. Sự thích nghi và đặc tính bùn hoạt tính Sau khoảng thời gian 18 ngày, VSV đã thích nghi với môi trường nước thải chăn nuôi và tăng trưởng nhanh, lượng sinh khối tăng từ 1200 lên khoảng 6500 mg/L. Ở giai đoạn đầu khi vận hành (6 ngày đầu), do lượng VSV trong bùn đang trong giai đoạn thích nghi với môi trường mới nên bùn phát triển chậm, cụ thể nồng độ BHT tăng từ 1200 đến khoảng 2800 mg/L. VSV khi cho vào môi trường mới cần có một thời gian để thích nghi. Sau giai đoạn làm quen với cơ chất, VSV mới bắt đầu tăng trưởng. Đến giai đoạn sinh trưởng của VSV kèm theo môi trường nước thải chăn nuôi lợn giàu cơ chất cũng như chất dinh dưỡng nên BHT phát triển tốt, MLSS tăng nhanh từ 2800 lên khoảng 6500 mg/L. Tỉ số MLVSS/MLSS khá ổn định, dao động từ 0,71 - 0,88. Chỉ số SVI của BHT trong bể dao động từ 72 - 108 mL/g, trong khi đối với hệ thống BHT thông thường, SVI thường nằm trong khoảng 80 - 150 mL/g (Trần Văn Nhân và Ngô Thị Nga, 2002). Điều này chứng tỏ BHT trong bể có sự thích nghi và tăng trưởng tốt với nước thải chăn nuôi. 3.5. Xây dựng hệ thống xử lý sinh học kết hợp lọc màng xử lý nƣớc thải chăn nuôi quy mô phòng thí nghiệm 3 5 1 Lựa chọn thời gian lưu trong các bể theo kiểu mẻ Với nước thải chăn nuôi lợn đầu vào có các giá trị trung bình pH khoảng 7,27; COD 4760 mg/L và NH4 + -N 352 mg/L. Thời gian lưu thích hợp ở các bể yếm khí, thiếu khí và hiếu khí lần lượt 20, 16 và 48 giờ. 3 5 2 Xây dựng mô hình hệ thống sinh học kết hợp lọc màng quy mô phòng thí nghiệm Lựa chọn lưu lượng đầu vào Q = 45 L/ngày. Dựa vào thời gian lưu đã được lựa chọn trong các bể theo kiểu mẻ, thể tích các bể yếm khí, thiếu khí và hiếu khí lần lượt 40, 30 và 110 L. 3.6. Ảnh hƣởng của các điều kiện vận hành hệ thống đến hiệu quả xử lý 3.6 1 Ảnh hưởng của lưu lượng đầu vào Bảng 3.7. Thời gian lưu nước trong các bể và toàn hệ với các lưu lượng đầu vào khác nhau Lưu lượng đầu vào (L/ngày) Thời gian lưu (ngày) Bể Yếm khí Bể Thiếu khí Bể Hiếu khí Toàn hệ thống 30 1,3 0,33 0,46 2,09 45 0,89 0,22 0,46 1,57 60 0,67 0,17 0,46 1,3 Hình 3.15. Hiệu suất xử lý COD theo các lưu lượng đầu vào khác nhau Hình 3.16. Hiệu suất xử lý NH4 + -N theo các lưu lượng đầu vào khác nhau Hệ thống chạy với lưu lượng đầu vào 30 L/ngày từ ngày thứ nhất tới ngày thứ 8, tương ứng thời gian lưu nước toàn hệ thống là 2,09 ngày. Hiệu suất xử lý COD đạt 98,1 – 99,1%, tương ứng với COD đầu ra là 13 43,2 – 87,4 mg/L.Hiệu suất xử lý NH4 + -N đạt 98,3 – 99,1%, tương ứng với NH4 + -N đầu ra là 3,04 – 6,01 mg/L, đáp ứng tiêu chuẩn xả thải. Từ ngày thứ 9 đến ngày thứ 16, hệ thống chạy với lưu lượng nước thải đầu vào 45 L/ngày, tương ứng thời gian lưu nước giảm xuống còn 1,57 ngày. Kết quả hiệu suất xử lý COD và NH4 + -N đạt 97,8 – 98,2% và 97,3 – 98,1%, tương ứng đầu ra 72 – 92,6 mg/L và 5,7 – 10,8 mg/L. Kết quả này cho thấy với lưu lượng đầu vào 45 L/ngày, nước thải sau xử lý vẫn đáp ứng tiêu chuẩn xả thải về thông số COD và NH4 + -N. Khi tăng lưu lượng đầu vào lên 60 L/ngày nghĩa là giảm thời gian lưu nước xuống còn 1,3 ngày. Từ ngày thứ 17 đến ngày thứ 24, hiệu suất xử lý COD và NH4 + -N giảm, lần lượt đạt 95,5 – 96,9% và 73,7 – 78,52%, tương ứng đầu ra là 139,5 – 211,5 mg/L và 70,2 – 82,9 mg/L, vượt tiêu chuẩn xả thải cho phép. Rút ngắn thời gian lưu nhưng vẫn đáp ứng tiêu chuẩn xả thải, giảm chi phí vận hành, do đó lựa chọn lưu lượng đầu vào 45 L/ngày cho hệ thống xử lý. 3 6 2 Ảnh hưởng của tỷ lệ dòng tuần hoàn đến hiệu quả xử lý nitrat Bảng 3.9. Thời gian lưu nước trong các bể và toàn hệ với các tỷ lệ tuần hoàn khác nhau Tỷ lệ tuần hoàn Thời gian lưu (ngày) Bể Yếm khí Bể Thiếu khí Bể Hiếu khí Toàn hệ thống 200% 0,89 0,22 0,46 1,57 300% 0,89 0,17 0,46 1,52 400% 0,89 0,13 0,46 1,48 Hình 3.17. Diễn biến NH4 + -N và NO3 - -N với các tỷ lệ dòng tuần hoàn khác nhau Hình 3.18. Hiệu suất khử NO3 - -N với các tỷ lệ dòng tuần hoàn khác nhau Quan sát các kết quả nghiên cứu thu được, thể hiện trên đồ thị Hình 3.17 nhận thấy,với tỷ lệ dòng tuần hoàn 200%, từ ngày thứ 1 đến ngày thứ 9, nồng độ nitrat đầu ra 112 – 133 mg/L. Khi tăng tỷ lệ tuần hoàn lên 300%, từ ngày thứ 10 đến 18, nitrat đầu ra giảm xuống chỉ còn 16,1 – 28,5 mg/L, thấp hơn rất nhiều so với khi tỷ lệ tuần hoàn là 200% và đáp ứng tiêu chuẩn xả thải. Tiếp tục tăng tỷ lệ tuần hoàn lên đến 400%, nitrat đầu ra chỉ còn 4,5 – 15,8 mg/L. Khi tỷ lệ dòng tuần hoàn tăng, đồng nghĩa với nitrat đầu vào bể thiếu khí bị pha loãng càng lớn, tức nồng độ nitrat đầu vào bể thiếu khí thấp. Do đó, tỷ lệ dòng tuần hoàn cao không hoàn toàn đồng nghĩa với hiệu quả khử nitrat trong bể thiếu khí cao. Qua kết quả thể hiện trên Hình 3.18 nhận thấy, với tỷ lệ tuần hoàn 200%, hiệu suất khử nitrat đạt 53 – 61,84%. Tăng tỷ lệ tuần hoàn lên 300%, hiệu suất khử nitrat tăng lên và đạt 62,5 – 78,41%. Khi tăng tỷ lệ tuần hoàn lên 400%, mặc dù nồng độ nitrat đầu ra rất thấp 4,5 – 15,8 mg/L, nhưng hiệu suất khử nitrat giảm so với tỷ lệ tuần hoàn 300%, đạt 60,33 – 77,78%. Hiệu quả xử lý nitrat của hệ thống phụ thuộc vào tỷ lệ dòng tuần hoàn. Khi tỷ lệ dòng tuần hoàn quá lớn, hiệu quả khử nitrat không cao, bên cạnh đó còn gây lãng phí về năng lượng. Do đó, trong nghiên cứu này, lựa chọn tỷ lệ dòng tuần hoàn 300%, đáp ứng tiêu chuẩn xả thải về chỉ tiêu nitơ. 14 3.6.3 Ảnh hưởng của đặc tính nước thải đầu vào  Giá trị pH Diễn biến pH qua các bể xử lý thể hiện trên Hình 3.19. Hình 3.19. Diễn biến pH trong các bể xử lý theo thời gian Qua số liệu kết quả thể hiện trên đồ thị Hình 3.19 nhận thấy, giá trị pH đầu vào dao động trong khoảng 7,2 – 7,6. Trong bể yếm khí, pH ít thay đổi so với đầu vào, dao động từ 7,3 – 7,5. Khi sang bể thiếu khí, pH trong bể thiếu khí tăng lên, dao động trong khoảng 7,9 – 8,1. Và pH trong bể đầu ra, tiếp tục tăng và dao động khoảng 8,1 – 8,5. Trong bể yếm khí, ở giai đoạn axit hóa, pH môi trường bị giảm do sự hình thành axit béo dễ bay hơi và các hợp chất trung gian có tính axit (Lê Văn Cát, 2007). Đồng thời, quá trình khử sulfate thành sulfur cũng như quá trình hình thành các muối carbonat và muối bicarbonat cao, nó làm cho độ kiềm trong nước thải đầu vào tăng, làm tăng khả năng đệm nên pH trong bể không thay đổi nhiều so với đầu vào. Qua bể thiếu khí, quá trình khử nitrat sinh ra độ kiềm, đồng nghĩa với làm tăng độ kiềm trong nước thải, do đó pH trong bể có xu hướng tăng lên, dao động trong khoảng 7,9 – 8,1. Khoảng pH này là khoảng pH tối ưu cho quá trình khử nitrat. Ngoài khoảng pH 7 – 9, tốc độ khử nitrat giảm mạnh. Sang bể hiếu khí, trong bể hiếu khí, quá trình nitrat hóa diễn ra và sinh ra H+ theo phương trình phản ứng: NH4 + + 2O2 → NO3 - +2H + + H2O Bên cạnh quá trình nitrat hóa còn diễn ra quá quá trình tạo sinh khối, nó cũng xảy ra đồng thời với quá trình nitrat hóa theo phương trình: 22NH4 + + 37O2 + HCO3 - + 4CO2 → C5H7O2N + 21NO3 - + 20H2O + 42H + Từ phương trình trên thấy rằng tính kiềm sẽ giảm dần trong suốt quá trình nitrat hóa và do đó làm pH suy giảm ở đầu ra. Theo lý thuyết, cứ 1 mg NH4 + được chuyển hóa tiêu thụ khoảng 7,14 mg kiềm (tính theo CaCO3). Mặt khác, trong quá trình khử nitrat ở bể thiếu khí lại sinh ra kiềm. Theo lý thuyết, cứ 1 mg NO3 - được chuyển hóa lại sinh ra khoảng 3,57 mg kiềm. Do đó, độ kiềm bị thiếu hụt, nên cần phải bổ sung kiềm trong quá trình xử lý. Tuy nhiên, thực tế cho thấy quá trình sục khí còn làm tăng độ kiềm nên pH đầu ra tăng lên và dao động trong khoảng 8,2 - 8,5. Như vậy có thể thấy rằng độ kiềm trong nước thải dư thừa và không cần phải bổ sung trong quá trình xử lý.  Hiệu quả xử lý COD Qua số liệu kết quả thể hiện trên Hình 3.20 nhận thấy, nước thải chăn nuôi lợn trong nghiên cứu có giá trị COD dao động từ 2900 – 5100 mgO2/L. Sau khi được xử lý qua các bể, COD có xu hướng giảm dần. Giá trị COD ở đầu ra chỉ còn khoảng 40 – 82 mgO2/L, tương ứng hiệu suất xử lý COD của hệ đạt 97,5 – 98,3%. 15 Hình 3.20. Sự thay đổi COD qua các bể theo thời gian Với nước thải đầu vào có giá trị COD từ 2900 – 5100 mg/L, sau khi đi vào bể yếm khí, đầu ra của hệ thống yếm khí còn 1250 – 2210 mg/L. Như vậy ở hệ thống này hiệu quả xử lý đạt 49,3 – 63,2%. Điều này có thể được giải thích: việc loại bỏ các hợp chất cacbon trong điều kiện yếm khí một phần là các chất hữu cơ hòa tan được chuyển hóa thành khí metan và CO2 theo phương trình phản ứng sau: (CH2O)n  CH4+ H2O (CH2O)n + SO4 2-  H2S + CO2+ H2O Qua đó loại bỏ được một phần của COD và một phần của các hợp chất hữu cơ. Mặt khác, các hợp chất hữu cơ này thông qua quá trình lên men, nó cũng có thể tạo thành các chất hữu cơ mạch ngắn, qua đó quá trình chuyển hóa thành CO2 và CH4 dễ dàng hơn, nó làm cho nồng độ COD trong nước giảm. Tại bể thiếu khí: Dòng vào bể thiếu khí bao gồm 2 dòng: dòng sang từ bể yếm khí với lưu lượng Q và dòng tuần hoàn từ bể hiếu khí về với lưu lượng 3Q. Do đó, nồng độ COD đầu vào bể thiếu khí đã bị pha loãng, nồng độ COD đầu vào bể thiếu khí còn khoảng 500 – 800 mg/L. Trong bể thiếu khí các hợp chất hữu cơ mạch ngắn được vi sinh vật sử dụng để tạo sinh khối và tham gia phản ứng khử nitrat. COD đầu ra bể thiếu khí chỉ còn 350 – 500 mg/L, tương ứng hiệu suất khử COD đạt 30 - 37,5 %. Tại bể hiếu khí: Dòng vào bể hiếu khí bao gồm 2 dòng: dòng sang từ bể thiếu khí với lưu lượng 4Q và dòng tuần hoàn từ bể đầu ra về bể hiếu khí về với lưu lượng (240 - 4Q). COD đầu vào bể hiếu khí khoảng 300 – 400 mg/L. Sau khi được xử lý qua bể hiếu khí thì COD đầu ra còn 40 – 82 mg/l, tương ứng với hiệu suất là 77 - 80,67%. Điều này có thể được giải thích như sau: trong bể hiếu khí với việc bổ sung thêm oxy không khí đã xảy ra quá trình oxy hóa các hợp chất hữu cơ để tạo thành CO2. Mặt khác, khi sử dụng màng lọc PVDF, không những có một lượng chất rắn bám dính trên màng mà còn hình thành màng sinh học bao quanh màng PVDF, một mặt nó đóng vai trò làm vật liệu hấp phụ, hấp phụ một phần các hợp chất hữu cơ hòa tan, mặt khác màng sinh học có kích thước lỗ màng nhỏ nó chỉ cho các phân tử hoặc ion có kích thước nhỏ hơn đi qua. Bởi vậy, một lượng lớn các hợp chất hữu cơ hòa tan không thể đi qua màng này, qua đó hiệu quả xử lý tăng lên rõ rệt so với các bể khác trong hệ thống. Điều này cho thấy tính hiệu quả cao của việc sử dụng màng lọc. Kết quả xử lý COD của nghiên cứu cao hơn so với các nghiên cứu của Jeong-Hoon Shin (2005), Nolwenn Prado (2007), Hee Seok Kim (2008) và Thipsuree Kornboonraksa, Seung Hwan Lee (2009). Qua đây có thể thấy việc bố trí các bể s