Tăng cường xử lý vi sinh vật trong nước thải tỏi bằng quy trình MBBR + A/O
Tổng quan
Nước thải tỏichủ yếu bắt nguồn từ quá trình cắt và rửa trong quá trình chế biến tỏi. Nó được đặc trưng bởinồng độ chất hữu cơ cao, shàm lượng nitơ và phốt pho đáng kể và chứa một lượng đáng kể allicin. Allicin (dialyl thiosulfinate) là một chất lỏng dễ bay hơi tạo nên mùi hăng của tỏi, không ổn định về mặt hóa học và có tính phản ứng cao. Allicin có thể ức chế sự phát triển của các vi sinh vật khác nhau. Xả nước thải tỏi có nồng độ-cao mà không qua xử lý gây ra tác động nghiêm trọng đến môi trường. Một số nhà nghiên cứu đã sử dụng các kỹ thuật như lọc màng, oxy hóa Fenton và điện phân-vi mô, nhưng những phương pháp này không hiệu quả để xử lý nước thải tỏi và việc sử dụng liều lượng lớn hóa chất sẽ làm tăng chi phí xử lý tiếp theo. Nhiều học giả đã đề xuất các phương pháp xử lý sinh học bằng cách sử dụng các quy trình kết hợp kỵ khí{7}}hiếu khí. Tuy nhiên, do đặc tính kháng khuẩn của allicin nên vi sinh vật khó nuôi cấy và hiệu quả xử lý không lý tưởng. Vì vậy, trọng tâm của xử lý sinh học lànuôi trồng và thuần hóa các chủng vi sinh vật có khả năng thích nghi với nước thải tỏi và tăng cường khả năng phân hủy sinh học của chúng.
Nghiên cứu này liên quan đến việc nuôi trồng và sàng lọcchủng vi khuẩn có tác dụng phân hủy nước thải tỏi, sau đó được đưa vào mộtLò phản ứng màng sinh học di chuyển (MBBR). Bằng cách sử dụng bùn được cấy và phương pháp hình thành màng sinh học-tăng tốc độ dòng chảy, màng sinh học đã được thiết lập để tăng cường khả năng loại bỏ nitơ và phốt pho khỏi nước thải. Tiếp theo là xử lý sinh hóa A/O (Anoxic/Oxic). Theo tiêu chuẩn GB18918-2002, nồng độ COD và Amoniac Nitơ (NH₃-N) trong nước thải có thể đạt tiêu chuẩn thứ cấp (COD: 100 mg/L, NH₃-N: 25-30 mg/L). Quá trình này làm giảm hiệu quả hàm lượng hữu cơ trong nước thải, giảm bớt khó khăn cho các giai đoạn xử lý tiếp theo.
1. Phần thí nghiệm
1.1 Thiết kế dòng quy trình
Quy trình tổng thể để xử lý nước thải tỏi được thể hiện trongHình 1, với thành phần cốt lõi làphân hủy sinh học trong hệ thống MBBR + A/O. Ba chủng được sàng lọc và phân lập có hiệu quả trong việc phân hủy nước thải tỏi – Alcaligenes sp., Acinetobacter sp., và Achromobacter sp. – được trộn với bùn hoạt tính và đưa vào thiết bị MBBR để tạo điều kiện khởi động-nhanh chóng.
Quy trình xử lý 1,2 MBBR + A/O
Sau khi đi qua sàng thô và sàng mịn để loại bỏ chất rắn lơ lửng, nước thải tỏi được bơm trực tiếp vào MBBR. Chất lượng nước thải được thể hiện ởBảng 1. Nước thải từ MBBR chảy trực tiếp vào hệ thống A/O. Do hàm lượng hữu cơ trong nước thải MBBR thấp nên nước thải tỏi sống được bổ sung thích hợp vào bể Oxic (O) để bổ sung nguồn carbon cho quá trình A/O. Để kiểm tra khả năng chống va đập của hệ thống, tốc độ tải hữu cơ của MBBR đã tăng dần trong quá trình vận hành liên tục và chất lượng nước thải được theo dõi.
1.3 Thông số quy trình
1.3.1 Oxy hòa tan (DO)
DO quá cao trong màng sinh học có thể ngăn cản quá trình khử nitrat, khiến MBBR mất khả năng nitrat hóa và khử nitrat đồng thời. DO quá thấp có thể dẫn đến sự phát triển của vi khuẩn dạng sợi, ảnh hưởng đến chất lượng nước thải và ức chế quá trình nitrat hóa.
1.3.2 Thời gian lưu thủy lực (HRT)
HRT quá ngắn gây ra điều kiện phản ứng mạnh, trong đó nước thải chứa hầu hết chất hữu cơ được thải ra trước khi được hấp thụ hoàn toàn. Dòng chảy vào liên tục giữ cho vi sinh vật luôn ở trạng thái phân hủy sinh học liên tục, làm giảm hiệu suất và tăng mức tiêu thụ năng lượng. HRT quá dài dẫn đến cạn kiệt chất dinh dưỡng; không có chất dinh dưỡng, vi sinh vật sẽ giảm hoạt động và nhu cầu trao đổi chất để duy trì sự sống.
1.3.3 Tỷ lệ cacbon-đến{2}}Nitơ (C/N)
Tỷ lệ C/N thấp có thể dẫn đến xúc tác chuyển đổi amoniac thành các chất khác, ảnh hưởng đến việc loại bỏ nitơ amoniac. Nó cũng dễ gây hiện tượng phồng rộp dạng sợi, phát triển liên tục ảnh hưởng đến quá trình keo tụ, dẫn đến hiện tượng bùn bị đóng cục và bùn nổi. Tỷ lệ C/N cao không thuận lợi cho quá trình phân hủy và phát triển sinh học của vi sinh vật, làm tăng lượng chất hữu cơ lên vi sinh vật.
Khởi động màng sinh học 1,4 MBBR-
Khởi động màng sinh học-: Phương pháp tăng tốc độ bùn + dòng chảy-được cấy đã được sử dụng. Bùn hoạt tính được làm giàu MBR-được đưa vào lò phản ứng với nồng độ chất rắn lơ lửng hỗn hợp rượu (MLSS) ban đầu là khoảng 5,82 g/L. Quá trình sục khí được bắt đầu và chất mang polyetylen được thêm vào lò phản ứng bằngtỷ lệ lấp đầy khoảng 60%. cácLÀMtrong lò phản ứng được kiểm soáttrên 4,0 mg/L. Tốc độ dòng chảy vào được tăng dần theo mức tăng 20 L/h: 20, 40, 60, 80, 100, 120, 140 L/h, với mỗi tốc độ dòng chảy được duy trì trong 1 ngày. Không có bùn bị lãng phí trong giai đoạn này. Một màng sinh học màu vàng nhạt hình thành trên bề mặt chất mang nơi các vi sinh vật bám vào và phát triển. Sau khi khởi động màng sinh học thành công,{13}}hoạt động ổn định tiếp tục, duy trìThời gian lưu bùn (SRT) là 30 ngày. Trong quá trình vận hành ổn định, tốc độ tải chất hữu cơ của MBBR đã được điều chỉnh để quan sát tác động của nó đối với việc loại bỏ COD, nitơ và phốt pho.
2. Kết quả và thảo luận
2.1 Phân tích chất lượng nước thải MBBR trong quá trình khởi động màng sinh học-
Cường độ sục khí trong MBBR được điều chỉnh để kiểm soát nồng độ DO. Khi DO dưới 4,0 mg/L, cường độ sục khí không đủ để hỗ trợ chuyển động hỗn loạn dòng chảy cao-đồng đều của các chất mang, ngăn cản sự pha trộn thích hợp và gây khó khăn cho việc hình thành màng sinh học trên bề mặt chất mang. Khi DO nằm trong khoảng 4,0–6,0 mg/L, chất mang trộn kỹ với bùn hoạt tính và nước thải. Người ta quan sát thấy sự thay đổi màu từ trắng sang nâu vàng-trên vật mang, cho thấy vi sinh vật bám vào và phát triển thành công dưới cường độ sục khí này, như thể hiện trongHình 2.
Đường cong biến đổi của COD nước đầu vào và nước thải trong giai đoạn-bắt đầu được hiển thị trongHình 3(a). Hiệu quả xử lý giảm ban đầu là do số lượng vi sinh vật bám trên vật liệu mang rất thấp; sự phân hủy của vi sinh vật chỉ trong bùn hoạt tính là không đủ để loại bỏ một lượng lớn chất hữu cơ. Khi quá trình khởi động-tiến triển, số lượng vi sinh vật bám trên vật mang tăng lên, dần dần hình thành màng sinh học. Nồng độ COD trong nước thải dần ổn định và hiệu suất loại bỏ COD ổn định trên 90%.
Đường cong biến đổi của MBBR dòng vào và dòng thải NH₃-N được hiển thị trongHình 3(b). Quá trình nitrat hóa bởi vi khuẩn hiếu khí trong bùn hoạt tính đã loại bỏ nitơ amoniac một cách hiệu quả. Bắt đầu từ ngày thứ 7, nồng độ NH₃-N trong dòng vào tăng dần. Đến ngày thứ 23, mặc dù NH₃-N chảy vào vẫn tăng nhưng tốc độ loại bỏ cũng tăng lên. Điều này là do ban đầu vi khuẩn nitrat hóa phát triển chậm; theo thời gian, quần thể của chúng tăng lên, màng sinh học trưởng thành và tốc độ loại bỏ NH₃-N tăng dần và ổn định.
Đường cong biến đổi của TN dòng vào và dòng thải MBBR được thể hiện trongHình 3(c). Không giống như việc loại bỏ nitơ amoniac, hiệu quả loại bỏ TN ban đầu giảm. Điều này là do môi trường lò phản ứng có nguồn oxy và carbon dồi dào, hạn chế sự phát triển của vi khuẩn khử nitrat. Tuy nhiên, khi màng sinh học hình thành, hiệu quả loại bỏ TN bắt đầu được cải thiện. Đến ngày thứ 20, mặc dù nồng độ TN đầu vào tăng lên nhưng TN nước thải và tốc độ loại bỏ vẫn ổn định, dao động trong khoảng 50%–60%.
Đường cong biến đổi của TP nước thải và nước thải MBBR được thể hiện trongHình 3(d). Từ khi bắt đầu-đến khi hoạt động ổn định, tỷ lệ loại bỏ TP vẫn ổn định. Mặc dù nồng độ TP ban đầu cao và giảm dần sau đó nhưng hiệu quả loại bỏ không có thay đổi đáng kể, cho thấy khả năng loại bỏ phốt pho của hệ thống. Tỷ lệ loại bỏ TP trong hệ thống được duy trì trong khoảng 80%–90%.
Tóm lại,duy trì hệ thống MBBR DO ở mức 4–6 mg/L, màng sinh học trưởng thành được phát triển sau 20 ngày cho ăn liên tục. So với các quy trình bùn hoạt tính truyền thống, hệ thống MBBR có khả năng chống va đập mạnh và hiệu quả xử lý cao, giúp giảm thiểu hiệu quả độ khó của các công đoạn xử lý tiếp theo đối với nước thải chế biến tỏi.
2.2 Phân tích chất lượng nước thải trong quá trình vận hành ổn định
Sau giai đoạn-khởi động màng sinh học, màng sinh học đã trưởng thành. Để kiểm tra khả năng chống va đập của hệ thống MBBR, tốc độ tải hữu cơ liên tục tăng trong quá trình vận hành ổn định.
Đường cong biến đổi của dòng nước vào và COD nước thải MBBR trong quá trình vận hành ổn định được thể hiện ởHình 4(a). Từ ngày 1 đến ngày thứ 5, với dòng vào không đổi, hiệu suất loại bỏ COD vẫn duy trì trên 95% và nồng độ COD trong nước thải đạt khoảng 100 mg/L. Từ ngày thứ 5–20, tốc độ dòng vào tăng lên, nâng dần lượng chất hữu cơ từ 20 kgCOD/m³·d lên 30 kgCOD/m³·d. Không có thay đổi đáng kể nào về hiệu quả loại bỏ được quan sát và COD nước thải vẫn duy trì trong khoảng 80–100 mg/L, chứng tỏ khả năng chống va đập mạnh. Sau ngày thứ 20, tốc độ dòng vào tiếp tục tăng lên, liên tục nâng tải lượng hữu cơ vào bể phản ứng từ 30 kgCOD/m³·d lên 37 kgCOD/m³·d, duy trì trong 5 ngày. Khả năng loại bỏ COD của MBBR duy trì ở mức trên 95%.
Hình 4(b) và (c)hiển thị đường cong biến thiên của NH₃-N và TN tương ứng trong quá trình hoạt động ổn định. Từ ngày 1–5, với dòng chảy vào liên tục, màng sinh học MBBR thể hiện quá trình nitrat hóa và khử nitrat đồng thời. Vi khuẩn nitrat hóa hiếu khí gắn vào lớp ngoài của màng sinh học, được trộn hoàn toàn với nước thải trong quá trình sục khí, tiêu thụ nguồn nitơ đáng kể thông qua quá trình nitrat hóa. Vi khuẩn khử nitrat ở lớp anoxic bên trong loại bỏ nitơ nitrat một cách hiệu quả thông qua quá trình khử nitrat. Từ ngày thứ 5 đến ngày thứ 20, khi tốc độ dòng vào tăng lên, hiệu suất loại bỏ NH₃-N và TN ban đầu giảm đáng kể. Sau khoảng 7 ngày hoạt động liên tục, hệ thống dần thích nghi. Mặc dù hiệu suất loại bỏ NH₃-N và TN sau đó đã tăng lên nhưng vẫn thấp hơn so với giai đoạn dòng chảy thấp. Trong điều kiện dòng vào liên tục, khả năng loại bỏ NH₃-N đạt trên 90%, với NH₃-N trong nước thải nằm trong khoảng 10–15 mg/L và khả năng loại bỏ TN về cơ bản được duy trì trên 80%, với nước thải TN khoảng 30 mg/L. Sau khi tăng dòng vào và hệ thống đạt đến trạng thái cân bằng mới dưới tác động liên tục, khả năng loại bỏ NH₃-N ổn định ở khoảng 80%, với NH₃-N thải ra trong khoảng 50–70 mg/L và loại bỏ TN khoảng 60%, với TN thải ra dưới 50 mg/L.
Đường cong biến đổi của TP trong quá trình hoạt động ổn định được thể hiện ởHình 4(d). Nồng độ TP nước thải về cơ bản được duy trì ở mức khoảng 10 mg/L. Ban đầu, với lưu lượng thấp liên tục và nồng độ TP đầu vào thấp, hiệu quả xử lý bị hạn chế. Khi tốc độ dòng vào và nồng độ TP chảy vào tăng lên, hiệu suất xử lý cao đạt được trong suốt giai đoạn va chạm và hoạt động có tải trọng- cao tiếp theo, với tỷ lệ loại bỏ TP dao động khoảng 90%.
Tóm lại,trong điều kiện sốc tải hữu cơ cao, hiệu suất loại bỏ COD của hệ thống hầu như không thay đổi, nhưng khả năng loại bỏ NH₃-N và TN giảm đáng kể. Khi tải lượng chất hữu cơ đạt mức tối đa là 37 kgCOD/m³·d, hiệu suất loại bỏ NH₃-N và TN của hệ thống giảm đi rõ rệt.
2.3 Phân tích chất lượng nước thải của hệ thống MBBR + A/O
Sau giai đoạn-khởi động màng sinh học và một tháng hoạt động ổn định, quy trình A/O đã được bổ sung ở hạ lưu để xử lý nâng cao nước thải MBBR. Việc tăng dần tốc độ dòng vào được áp dụng để tăng tải trọng hữu cơ tổng thể, nhằm xác định tốc độ dòng vào tối ưu, tương ứng với HRT tối ưu.
Đường cong biến đổi COD được thể hiện ởHình 5(a). Tốc độ dòng vào tăng tuần tự: 100, 120, 130, 150, 170 L/h. Từ khi bắt đầu đến tốc độ dòng chảy tối đa, tải lượng hữu cơ trên hệ thống MBBR đã tăng từ 20 kgCOD/m³·d lên 37 kgCOD/m³·d. Nước thải cuối cùng từ hệ thống kết hợp vẫn ổn định, nồng độ COD dưới 100 mg/L. Dưới tác động tải trọng hữu cơ cao kéo dài, hệ thống MBBR hoạt động tốt, mặc dù COD đầu ra của nó tăng nhẹ khi tốc độ dòng chảy đạt 150 L/h. Sau khi duy trì tốc độ dòng chảy 170 L/h trong vài ngày, người ta đã quan sát thấy xu hướng tăng COD của nước thải MBBR. Tuy nhiên, với quy trình A/O tiếp theo, nước thải cuối cùng của hệ thống kết hợp vẫn được duy trì ở mức dưới 100 mg/L. Điều này chỉ ra rằng ngay cả dưới tác động tải lượng hữu cơ cao 37 kgCOD/m³·d, quy trình kết hợp vẫn có tác dụng loại bỏ mạnh mẽ đối với nước thải chế biến tỏi.
Đường cong biến thiên của NH₃-N và TN được thể hiện ởHình 5(b) và (c), tương ứng. Nước thải chế biến tỏi có nồng độ nitơ amoniac và tổng nitơ cao, có thể tăng thêm theo thời gian do quá trình oxy hóa. Thông thường, nồng độ nitơ amoniac dao động trong khoảng 300–500 mg/L và tổng lượng nitơ từ 450–600 mg/L. Trong quá trình nitrat hóa và khử nitrat đồng thời trong MBBR, việc loại bỏ nitơ amoniac hiệu quả hơn, có thể là do vi khuẩn nitrat hóa sử dụng nước thải hiệu quả hơn khi sục khí. Vi khuẩn khử nitrat đòi hỏi điều kiện thiếu oxy và thường phụ thuộc vào lượng carbon hữu cơ tiêu thụ để khử nitrat. Khi tăng tốc độ dòng vào, hiệu suất loại bỏ NH₃-N và TN là điều cần cân nhắc hàng đầu. Từ ngày 1 đến ngày thứ 4, do tốc độ dòng chảy thấp và NH₃-N vừa phải nên tốc độ loại bỏ NH₃-N vẫn duy trì trên 90% và hiệu suất loại bỏ TN tăng dần. Sau đó, tốc độ dòng vào đã tăng lên đáng kể. Có thể thấy rõ ràng rằng khi tốc độ dòng vào tăng lên, nồng độ NH₃-N và TN trong nước thải ở các giai đoạn khác nhau lần lượt tăng lên, với tốc độ dòng vào cao hơn dẫn đến nồng độ nước thải cao hơn. Khi tốc độ dòng chảy tăng lên, sinh khối trên các chất mang màng sinh học tăng lên, tăng cường quá trình nitrat hóa, trong đó nitơ amoniac bị oxy hóa bởi vi khuẩn nitrat hóa thành nitrat và nitrit trong điều kiện oxy.
Đường cong biến đổi nồng độ TP được thể hiện ởHình 5(d). Với nồng độ COD và TN cao, nồng độ TP tối ưu về mặt lý thuyết cho sự phát triển của vi sinh vật là trên 100 mg/L. Tuy nhiên, nồng độ TP đầu vào thấp hơn nhiều so với yêu cầu lý thuyết này. Do đó, nồng độ TP trong nước thải MBBR duy trì ở mức khoảng 10 mg/L và nồng độ TP trong nước thải của hệ thống kết hợp cuối cùng được duy trì trong khoảng 2–3 mg/L.
Các đặc tính bùn của hệ thống MBBR và hệ thống A/O tiếp theo trước và sau khi vận hành đã được đo, như thể hiện trongBảng 2.
Tóm lại,khi tốc độ dòng chảy tăng lên 150 L/h, tốc độ loại bỏ COD, NH₃-N, TN và TP cao hơn so với tốc độ dòng chảy khác. HRT ở tốc độ dòng chảy này là 27 giờ. Hơn nữa, nồng độ bùn trong cả hệ thống MBBR và A/O đều tăng đáng kể sau khi vận hành.
3. Kết luận
Sau khi hình thành màng sinh học trong MBBR, hiệu suất loại bỏ COD, NH₃-N, TN và TP ổn định. Trong một tháng hoạt động liên tục trong điều kiện ổn định, khả năng loại bỏ COD đạt trên 95%, khả năng loại bỏ NH₃-N và TN ổn định ở khoảng 80% và khả năng loại bỏ TP ổn định ở khoảng 90%.
Nước thải MBBR được tiếp tục xử lý trong hệ thống A/O. Quá trình kết hợp có thể chịu được tải trọng hữu cơ lên tới 37 kgCOD/m³·d. Hoạt động tối ưu cho toàn bộ quá trình là dưới thời gian HRT là 27 giờ. COD nước thải cuối cùng ổn định dưới 100 mg/L, NH₃-N trong khoảng 10–20 mg/L, TN dưới 30 mg/L và TP dưới 10 mg/L. Nồng độ bùn trong hệ thống MBBR sau khi vận hành là 8,5 g/L và trong hệ thống A/O là 4,1 g/L, cả hai đều cao hơn đáng kể so với trước khi vận hành, cho thấy sinh khối vi sinh vật đã tăng đáng kể. Nồng độ COD và nitơ amoniac sau khi xử lý sinh học đáp ứng tiêu chuẩn xả thải thứ cấp của GB18918-2002. Để xử lý thêm, công nghệ oxy hóa tiên tiến của Fenton có thể được sử dụng để xử lý sâu nước thải được xử lý sinh học nhằm đạt được tiêu chuẩn xả thải cấp độ đầu tiên.