GIỚI THIỆU
Tốc độ đô thị hóa tăng nhanh khiến vấn đề ô nhiễm ngày càng nổi cộm, trong đó nước thải đô thị đã trở thành vấn đề lớn. Nước thải phát sinh từ hoạt động sản xuất công nghiệp và sinh hoạt không chỉ gây ô nhiễm nghiêm trọng sông ngòi, nguồn nước mà còn đe dọa lớn đến sức khỏe con người và môi trường sinh thái. Vì vậy, việc nâng cao chất lượng xử lý nước thải đô thị để đảm bảo sự phát triển lành mạnh của các thành phố đã trở thành một vấn đề cấp bách cần giải quyết.
Các phương pháp xử lý hóa học truyền thống nếu vận hành không đúng cách dễ gây ô nhiễm thứ cấp và làm thay đổi cấu trúc tự nhiên của các vùng nước không bị ô nhiễm. Ngược lại, công nghệ tăng cường sinh học dựa trên màng sinh học, như một phương tiện xử lý nước thải đô thị mới nổi, cho thấy những ưu điểm độc đáo. Công nghệ này không chỉ có thể tránh ô nhiễm thứ cấp mà còn có đặc điểm là vận hành đơn giản và xử lý theo thời gian thực. Quan trọng hơn, công nghệ tăng cường sinh học ít bị ảnh hưởng bởi nồng độ chất ô nhiễm và độ mặn, duy trì hoạt tính cao ngay cả trong điều kiện bất lợi và không gây chuyển dịch chất ô nhiễm khi xử lý nước thải độc hại.
Tuy nhiên, hiệu quả xử lý thực tế của màng sinh học bị ảnh hưởng bởi nhiều yếu tố, trong đó loại chất mang là một trong những yếu tố then chốt. Các chất mang khác nhau có tác động khác nhau đến sự phát triển và hiệu suất của màng sinh học. Vì vậy, việc lựa chọn chất mang phù hợp là rất quan trọng để nâng cao hiệu quả của công nghệ tăng cường sinh học trong xử lý ô nhiễm nước. Để đạt được mục tiêu này, bài viết này tiến hành phân tích và nghiên cứu chuyên sâu về phương pháp xử lý tăng cường sinh học đối với ô nhiễm nước đô thị trong kỹ thuật bảo vệ môi trường thông qua các thử nghiệm, nhằm tìm ra loại chất mang và điều kiện vận hành tốt nhất, đồng thời cung cấp hỗ trợ kỹ thuật hiệu quả hơn cho việc xử lý ô nhiễm nước đô thị.
1 VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP THỰC NGHIỆM
1.1 Thiết lập thử nghiệm
Thí nghiệm sử dụng lò phản ứng màng sinh học plexiglass có kích thước 20 cm x 50 cm và thể tích hiệu dụng là 6,85 L. Thiết bị sục khí là một máy bơm tăng oxy, có chức năng chính là cung cấp oxy cho vi sinh vật và đảm bảo đủ huyền phù cho các chất mang lơ lửng. Trong thời gian sục khí gián đoạn 3 giờ, máy khuấy được sử dụng để trộn hoàn toàn chất lỏng-rắn (chất mang vi sinh vật và nước thải). Nhiệt độ phản ứng được kiểm soát ở 28 ± 1 độ bằng thiết bị kiểm soát nhiệt độ. Thiết lập thử nghiệm tổng thể được hiển thị trong Hình 1.
Như được hiển thị trong Hình 1, các thiết bị phản ứng (a) và (b) được cấy trầm tích, với các chất mang lần lượt là chất mang lơ lửng và chất mang đàn hồi; lò phản ứng (c) và (d) được cấy bùn hoạt tính, với chất mang lần lượt là chất mang lơ lửng và chất mang đàn hồi. Các thông số vận hành của bốn lò phản ứng (a)~(d) về cơ bản là giống nhau. Chế độ vận hành là sục khí gián đoạn trong 3 giờ + 3 giờ với cường độ sục khí tăng dần và xả bùn không liên tục. Tốc độ sục khí là 3 L/phút trong các ngày 1–2, 2 L/phút trong các ngày 3–9 và 3 L/phút sau ngày thứ 9. Phương pháp gắn màng sinh học đã xả hoàn toàn sau 2 ngày hoạt động gián đoạn.
1.2 Vật liệu thí nghiệm
1.2.1 Cấu hình của chất mang vi sinh vật
Cấu hình chất mang đàn hồi: Thí nghiệm sử dụng một sợi dây trung tâm chống ăn mòn đường kính 4 mm gồm khoảng 600 chất dạng sợi làm từ polyetylen mật độ cao làm chất mang đàn hồi, được cố định ở đầu lò phản ứng màng sinh học và treo tự nhiên. Chiều cao lấp đầy của chất mang này là 26 mm, đường kính dây tóc 10 mm, khối lượng 0,978 g/cm³, diện tích bề mặt riêng 500 m2/cm⁻³, độ xốp lớn hơn 95% và tỷ lệ lấp đầy 60%.
Cấu hình chất mang lơ lửng: Chất mang lơ lửng là các chất dạng hạt làm từ polyvinyl clorua, khoảng 260 hạt, ở trạng thái hóa lỏng trong quá trình sục khí. Đường kính chất mang là 150 mm, đường kính hạt 0,5 mm, khối lượng 100 g/cm³, diện tích bề mặt riêng 311 m2/cm⁻³, độ xốp lớn hơn 99% và tỷ lệ lấp đầy 60%.
1.2.2 Chuẩn bị nước thí nghiệm
Nước thử nghiệm được chuẩn bị dựa trên chất lượng nước của sông Mihe ở thành phố Weifang, tỉnh Sơn Đông. Các chất ô nhiễm phổ biến trong nước sông Mihe như KNO₃, NH₄Cl, C₆H₁₂O₆ và NaNO₂ đã được thêm vào. Nhiệt độ nước được kiểm soát ở mức 7,8 độ –31,8 độ, pH ở mức 7,01–8,66, DO ở mức 6,46–11,35 mg/L, NH₄⁺-N ở mức 0,35–6,51 mg/L và COD ở mức 102–273 mg/L. Các nguyên tố vi lượng như Cu2⁺, Mg2⁺ và Mn2⁺ cũng được thêm vào để cung cấp môi trường sống tốt cho vi sinh vật. Sau khi thêm vào, các nồng độ lần lượt là: CuSO₄·5H₂O 9,68 ug/L, MgSO₄ 15,2 ug/L, MnCl₂·4H₂O 211 ug/L, FeCl₃ 5,88 ug/L, ZnSO₄·7H₂O 9,49 ug/L, CoCl₂·6H₂O 3,85 mg/L.
1.2.3 Bùn cấy thí nghiệm
Trầm tích được cấy được lấy từ bùn sông Mihe ở thành phố Duy Phường, tỉnh Sơn Đông và bùn hoạt tính được cấy được lấy từ bể sục khí của nhà máy xử lý nước thải ở thành phố Duy Phường. Cặn cấy được rửa bằng nước cất và lọc qua rây bằng thép không gỉ 0,45 mm. Trầm tích và bùn hoạt tính lần lượt được đặt ở đáy lò phản ứng màng sinh học theo tỷ lệ 1:10.
1.3 Phương pháp phân tích
1.3.1 Phương pháp phân tích chỉ số chất lượng nước
Tất cả các phương pháp phân tích chỉ tiêu chất lượng nước trong thí nghiệm đều tuân theo phương pháp tiêu chuẩn quốc gia. Giá trị cuối cùng của mỗi chỉ số là giá trị trung bình của ba thí nghiệm. Quy trình đo cụ thể như sau:
pH, DO, T:Được đo bằng máy đo oxy hòa tan Mettler-Toledo. Các bước cụ thể là: đảm bảo đồng hồ ở tình trạng hoạt động tốt; đo độ pH; đo lượng oxy hòa tan (DO); đo nhiệt độ (T).
NH₄⁺-N:Được đo bằng phương pháp so màu thuốc thử của Nessler. Các bước thực hiện là: thêm một lượng dung dịch natri hydroxit thích hợp vào mẫu nước để chuyển NH₄⁺ thành NH₃. Thông thường, 0,2 g NaOH được thêm vào mỗi 10 mL mẫu nước. Thêm từng giọt thuốc thử Nessler vào mẫu nước đã xử lý để phản ứng với NH₃ tạo ra tạo thành kết tủa màu vàng. Đợi 15–30 phút để hình thành kết tủa hoàn toàn. Hàm lượng NH₄⁺-N càng cao thì màu dung dịch càng đậm. Tính nồng độ NH₄⁺-N dựa trên kết quả đo màu hoặc chỉ số độ hấp thụ.
COD:Đo bằng phương pháp tiêu hóa nhanh. Các bước thực hiện là: thêm một lượng mẫu nước thích hợp vào bình phân hủy và thêm một lượng axit perchloric và axit sulfuric thích hợp để đạt được quá trình phân hủy mẫu có tính axit. Đảm bảo độ pH của mẫu dưới 2. Phân hủy bằng nhiệt: đặt bình phân hủy vào nồi cách thủy hoặc máy lắc có nhiệt độ không đổi, đun nóng đến sôi và duy trì trong một khoảng thời gian (thường là 2 giờ). Làm nguội bình phân hủy đến nhiệt độ phòng. Thêm chỉ thị: thêm một lượng nhỏ bạc sunfua làm chỉ thị để hấp thụ lượng axit cloric còn lại. Chuẩn độ: sử dụng Rhodamine B để chuẩn độ. Thêm từng giọt Rhodamine B vào mẫu cho đến khi màu chuyển từ hồng sang vàng lục. Tính nồng độ COD.
1.3.2 Phương pháp phân tích đặc tính màng sinh học
Lượng màng sinh học được xác định bằng phương pháp làm đầy. Hàm lượng polysaccharide và hàm lượng protein được xác định bằng phương pháp chưng cất axit nitric và phương pháp Coomassie Brilliant Blue sử dụng albumin huyết thanh bò làm chất chuẩn tương ứng. Tổng của cả hai là nội dung EPS. Hàm lượng EPS được sử dụng làm chỉ số để phân tích đặc tính màng sinh học. Thí nghiệm chủ yếu phân tích vai trò của EPS trong quá trình tập hợp tế bào vi sinh vật. Cân các mẫu màng sinh học trước và sau khi loại bỏ EPS và thêm dung dịch NaCl 0,9% để chuẩn bị huyền phù. Giá trị OD₆₀₀ của huyền phù được điều chỉnh thành 0,6 trên máy đo quang phổ. Một lượng huyền phù thích hợp được cho vào ống ly tâm 5 mL và cứ 1 giờ lại lấy 3 mL chất nổi phía trên để đo OD₆₀₀. Tỷ lệ tập hợp tế bào vi sinh vật tại thời điểm t được tính theo công thức.
Quá trình tổng hợp tuân theo phương trình động học bậc nhất.
2 KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN
2.1 Phân tích chất lượng nước thải trong quá trình khởi động gắn màng sinh học với các chất mang khác nhau
Theo các thông số vận hành, các lò phản ứng đã được khởi động và nồng độ NH₄⁺-N và COD trong nước thải được kiểm tra theo quy trình để so sánh hiệu suất loại bỏ NH₄⁺-N và COD với các nguồn cấy và chất mang khác nhau.
Từ Hình 2(a), có thể thấy rằng theo hiệu quả loại bỏ NH₄⁺-N, quá trình khởi động gắn màng sinh học được chia thành ba giai đoạn: thích ứng, tăng trưởng nhanh và ổn định. Trong quá trình khởi động, hiệu quả gắn màng sinh học của chất mang lơ lửng và đàn hồi được cấy bằng bùn hoạt tính tốt hơn so với chất mang được cấy trầm tích. Trong số đó, lò phản ứng (b) đạt được sự gắn kết màng sinh học thành công vào ngày thứ 12, trong khi lò phản ứng (a) chậm hơn một chút. Do những ưu điểm về cấu trúc của nó, chất mang đàn hồi cần thời gian gắn màng sinh học ngắn hơn, trong khi chất mang lơ lửng, do vật liệu của nó, dễ bị bong ra màng sinh học hơn, làm giảm hiệu quả gắn. Điều này chỉ ra rằng các vi sinh vật hoạt động dồi dào trong bùn hoạt tính đã cải thiện hiệu quả khởi động của quá trình gắn màng sinh học.
Từ Hình 2(b), có thể thấy rằng tốc độ loại bỏ COD của bể phản ứng (a)~(d) ban đầu tăng lên và sau đó ổn định. Trong số đó, lò phản ứng (b) đạt hiệu suất loại bỏ nhanh hơn 80% so với (a), trong khi cả (c) và (d) ổn định trên 80% vào ngày thứ 9. Điều này là do khả năng hấp phụ mạnh và cấu trúc mạng liên kết ngang của chất mang đàn hồi làm tăng diện tích tiếp xúc giữa vi sinh vật và nước thải, cải thiện hiệu quả ngăn chặn chất hữu cơ. Ngoài ra, độ bám dính và độ đậm đặc của bùn hoạt tính cũng giúp tăng cường khả năng loại bỏ COD.
2.2 Phân tích ảnh hưởng của các yếu tố khác nhau đến hiệu suất màng sinh học
Dựa trên kết quả phân tích trên, màng sinh học được hình thành bởi lò phản ứng (d) (được cấy bùn hoạt tính và chất mang đàn hồi), có hiệu quả loại bỏ chất ô nhiễm tốt nhất, đã được chọn làm màng sinh học cho các thí nghiệm tiếp theo để phân tích sâu hơn ảnh hưởng của các yếu tố khác nhau đến hiệu suất màng sinh học. Kết quả được thể hiện trong Hình 3.
2.2.1 LÀM
Nhiệt độ nước thí nghiệm được đặt ở 26 độ –28 độ, pH 6,8–7,2 và tốc độ dòng nước 7,8–8,1 L/phút. Tốc độ loại bỏ NH₄⁺-N và COD được so sánh khi nồng độ DO tăng từ 1,5 mg/L lên 4,5 mg/L, như trong Hình 3(a).
Từ Hình 3(a), có thể thấy rằng khi nồng độ DO tăng lên thì tốc độ loại bỏ NH₄⁺-N và COD tăng lên. Khi DO là 1,5 mg/L, tỷ lệ loại bỏ NH₄⁺-N và COD lần lượt là khoảng 34% và 48%. Lúc này, vùng nước ở trạng thái thiếu oxy, lượng oxy vận chuyển đến màng sinh học không đủ khiến vi khuẩn nitrat hóa khó phát triển dẫn đến tỷ lệ loại bỏ thấp. Sau đó, khi DO tăng lên 3,5 mg/L, cả hai tốc độ loại bỏ đều tăng đáng kể và sau đó sự thay đổi dần dần bằng phẳng. Nghĩa là, sau khi DO vượt quá 3,5 mg/L, DO không còn là yếu tố chính ảnh hưởng đến việc loại bỏ NH₄⁺-N và COD.
2.2.2 pH
Nhiệt độ nước thử nghiệm được đặt ở 26 độ –28 độ, tốc độ dòng nước 7,8–8,1 L/phút và HCl và NaHCO₃ được sử dụng để điều chỉnh độ pH. Tốc độ loại bỏ NH₄⁺-N và COD được so sánh khi pH tăng từ 6 lên 9. Có thể thấy rằng khi pH tăng, tốc độ loại bỏ NH₄⁺-N và COD lúc đầu tăng rồi giảm, cả hai đều đạt tối đa ở pH 7. pH ảnh hưởng đáng kể đến vi khuẩn nitrat hóa. Độ pH tối ưu cho sự phát triển của vi khuẩn nitrat hóa là 7,5–8,0 và hoạt động của chúng mạnh nhất ở pH 7,0–7,8. Ngoài phạm vi này, hoạt động của chúng giảm mạnh, dẫn đến tỷ lệ loại bỏ NH₄⁺-N và COD giảm, phù hợp với hình vẽ.
2.2.3 Vận tốc dòng nước
Nhiệt độ nước thí nghiệm được đặt ở 26 độ –28 độ, pH 6,8–7,2, DO 3,5–4,5 mg/L. Tốc độ loại bỏ NH₄⁺-N và COD được so sánh khi tốc độ dòng nước tăng từ 6,5 L/phút lên 9,5 L/phút. Có thể thấy rằng trước khi tốc độ dòng chảy đạt 8,0 L/phút, tốc độ loại bỏ tăng lên khi tốc độ dòng chảy tăng dần, đạt tối đa ở mức 8,0 L/phút, sau đó bắt đầu giảm. Điều này là do tốc độ dòng chảy thích hợp sẽ thúc đẩy chuyển động của nước, đẩy nhanh quá trình vận chuyển các chất và oxy vào màng sinh học, nhưng tốc độ dòng chảy quá cao sẽ tác động đến màng sinh học, gây mất một số màng sinh học, do đó ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý.
2.2.4 Tải COD
Nhiệt độ nước thí nghiệm được đặt ở mức 26 – 28 độ, DO 3,5 mg/L, pH 7, vận tốc dòng nước 8 L/phút. Tỷ lệ loại bỏ NH₄⁺-N và COD được so sánh khi tải COD tăng từ 15 g/m2·d lên 30 g/m2·d. Có thể thấy, khi tải COD tăng từ 15 g/m2·d lên 30 g/m2·d thì tốc độ loại bỏ tăng nhanh rồi ổn định dần, đạt tối đa ở tải COD là 25 g/m2·d. Tại thời điểm này, tỷ lệ loại bỏ NH₄⁺-N là gần 90% và tỷ lệ loại bỏ COD vượt quá 90%. Khi tải COD vượt quá 25 g/m2·d, việc tăng thêm tải không làm thay đổi đáng kể tốc độ loại bỏ. Tải COD tối ưu cho màng sinh học được sử dụng trong thí nghiệm là 25 g/m2·d.
2.2.5 Tỷ lệ C/N đầu vào
Nhiệt độ nước thí nghiệm được đặt ở mức 26 – 28 độ, DO 3,5 mg/L, pH 7, vận tốc dòng nước 8 L/phút. Tốc độ loại bỏ NH₄⁺-N và COD được so sánh ở các tỷ lệ C/N đầu vào là 5,3, 10,2 và 14,6, với kết quả được hiển thị trong Hình 3(e).
Từ Hình 3(e), có thể thấy rằng khi tỷ lệ C/N dòng vào là 5,3, màng sinh học đạt được tỷ lệ loại bỏ NH₄⁺-N tốt là 90%, nhưng tỷ lệ loại bỏ COD thấp. Điều này là do tỷ lệ C/N thấp tạo điều kiện cho vi khuẩn nitrat hóa tự dưỡng phát triển, khiến chúng cạnh tranh mạnh mẽ hơn về chất dinh dưỡng và DO so với vi khuẩn nitrat hóa dị dưỡng, dẫn đến sự mất cân bằng giữa vi khuẩn nitrat hóa dị dưỡng và vi khuẩn nitrat hóa tự dưỡng, dẫn đến khả năng loại bỏ COD kém. Khi tỷ lệ C/N dòng vào là 10,2, màng sinh học đạt được tỷ lệ loại bỏ tương đối cao đối với cả NH₄⁺-N và COD, vì trong điều kiện này, vi khuẩn nitrat hóa dị dưỡng và tự dưỡng phát triển cân bằng và hiệu quả tinh chế màng sinh học cao. Khi tỷ lệ C/N dòng vào là 14,6 thì tỷ lệ loại bỏ COD cao, vượt quá 90%, nhưng tỷ lệ loại bỏ NH₄⁺-N lại giảm mạnh chỉ còn khoảng 65%. Do đó, khi lựa chọn tỷ lệ C/N dòng vào, cần xem xét cả hiệu quả loại bỏ NH₄⁺-N và COD.
3 KẾT LUẬN
Để nâng cao hiệu quả xử lý ô nhiễm nước, phương pháp xử lý tăng cường sinh học đối với ô nhiễm nước đô thị dựa trên màng sinh học đã được đề xuất. Một lò phản ứng màng sinh học được xây dựng để so sánh hiệu suất khởi động gắn màng sinh học với các nguồn cấy khác nhau và các chất mang khác nhau, cũng như ảnh hưởng của DO, pH, tốc độ dòng nước, tải COD và tỷ lệ C/N dòng vào đến hiệu quả xử lý nước thải của màng sinh học. Phân tích cho thấy màng sinh học mang đàn hồi được cấy bằng bùn hoạt tính có tỷ lệ loại bỏ NH₄⁺-N và COD cao hơn, đạt được hiệu suất xử lý tốt hơn. Hơn nữa, khi nồng độ DO được duy trì ở mức 3,5 mg/L, độ pH được kiểm soát trong phạm vi thích hợp từ 7,0 đến 7,8, tốc độ dòng nước ổn định ở mức 8,0 L/phút, tải COD ở mức 25 g/m2·d và tỷ lệ C/N dòng vào được điều chỉnh thành 10,2, màng sinh học thể hiện hiệu quả loại bỏ chất ô nhiễm tối ưu. Tóm lại, phương pháp xử lý tăng cường sinh học đối với ô nhiễm nước đô thị dựa trên màng sinh học cho thấy những ưu điểm và tiềm năng đáng kể. Tạo màng sinh học phù hợp với điều kiện địa phương để xử lý ô nhiễm nước đô thị mang lại ý tưởng cải thiện ô nhiễm nước đô thị và duy trì cân bằng sinh thái đô thị.