Ảnh Hưởng Của Chế Độ S/d Lên Khả Năng Xử Lý Glyphosate

đạt trên 92% chỉ với HRT = 9h và dường như quá trình sục khí tạo thuận lợi hơn khi xử lý glyphosate.

Glyphosate vào

4 Glyphosate ra

Hiệu suất (%)

100

Nồng độ glyphosate (mg/L)

Có thể bạn quan tâm!

Xem toàn bộ 229 trang tài liệu này.

2 HRT: 9h

MLSS: 7500 - 9000 mg/L S/D: 50/70

HRT: 9h

MLSS: 7500 - 9000 mg/L S/D: 60/60

Hiệu suất (%)

HRT: 9h

MLSS: 7500 - 9000 mg/L

S/D: 70/5040

0 0

5 10 15 20 25 30

Thời gian (ngày)

Hình 3.21. Ảnh hưởng của chế độ S/D lên khả năng xử lý glyphosate

Việc hiệu quả xử lý glyphosate cao trong cả 3 chế độ vận hành có thể được giải thích như sau: theo nhiều nghiên cứu trước đây, cơ chế loại bỏ các hóa chất BVTV bằng MBR rất phức tạp, ngoài sự biến đổi sinh học bởi hệ VSV bản địa có trong bùn hoạt tính, các hóa chất BVTV còn có thể bị loại bỏ bởi quá trình hấp phụ trên sinh khối, sự bay hơi, hấp phụ bề mặt trên màng xốp và sự tách loại vật lý bởi hiệu ứng chắn của các lỗ màng [177]. Tuỳ thuộc vào cấu trúc của hóa chất BVTV mà một trong số các cơ chế trên sẽ chiếm ưu thế. Theo Almeida Lopes và cộng sự, khi sử dụng hệ MBR để loại bỏ các hóa chất BVTV, cơ chế hấp phụ, tích tụ trên bùn hoạt tính sẽ chiếm ưu thế nếu hóa chất BVTV là các hợp chất kỵ nước (logD ≥ 3,2); cơ chế phân hủy sinh học sẽ chiếm ưu thế nếu các hóa chất BVTV là các hợp chất ưa nước (logD < 3,2) [176]. Trong luận án này, glyphosate là hợp chất ưa nước (logD mang giá trị âm), do đó có thể cơ chế phân hủy sinh học sẽ chiếm ưu thế so với các cơ chế hấp phụ trên bùn hoạt tính, giữ lại và hấp phụ trên màng xốp. Nhóm nghiên cứu của Tazdait đã nghiên cứu sự quá trình phân hủy sinh học của glyphosate bởi bùn hoạt tính bản địa, lấy từ bể sục khí của nhà máy xử lý nước thải đô thị ở Mascara, Algeria và kết quả cho

thấy khi nồng độ glyphosate trờn 1 g/L sẽ ức chế sự phỏt triển của VSV trong bựn hoạt tớnh. Mặt khỏc, kết quả nghiờn cứu cũng chỉ ra rằng cú thể loại bỏ hoàn toàn glyphosate ở cỏc nồng độ 0,1; 0,5 và 1 g/L lần lượt sau 4, 13 và 18 giờ nuụi cấy. Kết quả này chỉ ra rằng glyphosate hoàn toàn cú thể bị phõn hủy sinh học bởi cỏc VSV dị dưỡng hiếu khớ (cú cỏc enzym cần thiết để biến đổi glyphosate) bản địa cú mặt trong bựn hoạt tớnh của hệ xử lý.nước.thải.sinh hoạt [178]. Theo nhúm tỏc giả này, khả năng VSV sử dụng glyphosate làm nguồn cacbon duy nhất là do sự chuyển đổi glyphosate thành aminomethylphosphonate (AMPA). AMPA bị dephosphoryl húa thành metylamin, sau đú metylamin bị phõn hủy để tạo ra fomanđehit và amoniac. Cuối cựng fomanđehit đi vào cỏc con đường chuyển húa carbon của sự phỏt triển tế bào. Mặt khỏc, theo nhúm nghiờn cứu của Feng, bựn hoạt tớnh của trạm xử lý nước thải thành phố Aix en Provence, Cộng hũa Phỏp, sau khi được nuụi thớch nghi bằng dung dịch glyphosate nồng độ đến 1000 mg/L cú thể loại bỏ trờn 60% glyphosate từ nồng độ ban đầu 1000 mg/L sau 9h xử lý trong bể bựn hoạt tớnh hiếu khớ [179]. Tuy nhiờn, cú thể thấy rằng nồng độ ban đầu của glyphosate trong nghiờn cứu này rất cao so với nghiờn cứu của luận ỏn (1000 mg/L so với 2,5 ữ 3 mg/L), nờn tỏc động ức chế của glyphosate đối với hệ VSV trong bựn hoạt tớnh của bể MBR trong nghiờn cứu của luận ỏn rất nhỏ so với nghiờn cứu của Feng và cộng sự. Ngoài ra, glyphosate cũn bị loại bỏ một phần bởi cơ chế hấp phụ trờn bựn hoạt tớnh, hấp phụ trờn bề mặt màng xốp và bị giữ lại trờn cỏc lỗ xốp của màng lọc. Vỡ vậy hiệu suất xử lý glyphosate của luận ỏn cao hơn (trờn 92%) là hoàn toàn phự hợp. Theo một số nghiờn cứu trước đõy, cỏc chủng VSV cú khả năng phõn hủy mạnh glyphosate trong bựn hoạt tớnh là Agrobacterium radiobacter sp., Pseudomonas sp., Bacillus cereus, Arthrobacter sp., Ochrobactrum sp., Achromobacter sp., Alcaligensis sp., Flavobacterium sp., [180].

Trong nghiờn cứu của luận ỏn về sự ảnh hưởng của chế độ sục khớ lờn hiệu quả loại bỏ glyphosate cú thể được giải thớch như sau: theo Kamaz và cộng sự, việc sử dụng luõn phiờn quỏ trỡnh sinh học hiếu khớ (bể MBR dựng màng MF bằng vật liệu PVDF kớch thước 0,08 àm, diện tớch bề mặt lọc 0,1102 m2, hàm lượng oxy hòa tan 2ppm) và quá trình sinh học thiếu khí (bể anoxic có hàm lượng oxy hòa tan 1ppm) cho khả năng xử lý atrazine rất cao. Kết quả nghiên cứu cho thấy atrazine bị loại bỏ bằng hệ MBR trong điều kiện hiếu khí với hiệu suất cao hơn trong bể anoxic, chứng tỏ atrazine bị xử lý tốt hơn trong điều kiện hiếu khí [181]. Trong nghiên cứu của

Shawaqfeh, việc sử dụng kết hợp các quá trình bùn hoạt tính kị khí (HRT = 12h) rồi hiếu khí (HRT = 24h) đã cho hiệu quả loại bỏ thuốc diệt nấm triadimenol một cách tối đa trên 98%, trong đó quá trình hiếu khí luôn cho hiệu suất loại bỏ triadimenol cao hơn quá trình kỵ khí (thời gian để xử lý triệt để triadimenol bằng quá trình kị khí gấp 1,5 lần so với quá trình hiếu khí) [24]. Ngược lại nghiên cứu của Monsalvo và cộng sự chứng minh rằng một quá trình MBR kỵ khí cho hiệu quả loại bỏ các hóa chất BVTV như atrazine, linuron rất thấp, lần lượt chỉ 6,8% và 10,5%. Qua đó cho thấy, quá trình sinh học hiếu khí cho hiệu quả xử lý các hóa chất BVTV cao hơn các quá trình xử lý kỵ khí hoặc thiếu khí và khi sử dụng luân phiên các quá trình hiếu khí, thiếu khí sẽ cho hiệu quả xử lý các hóa chất BVTV cao hơn khi sử dụng các quá trình đơn lẻ, vì vậy trong nghiên cứu của luận án, việc thời gian sục khí tăng từ 50 ÷70 phút, đồng thời giảm thời gian ngừng sục khí từ 70 phút xuống 50 phút, làm tăng hiệu quả xử lý glyphosate là hợp lý.

Nghiên cứu ảnh hưởng của chế độ S/D lên khả năng xử lý amoni

Thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng của chế độ S/D lên khả năng xử lý NH4+ cũng được tiến hành trên ba chế độ S/D khác nhau: 50 phút/70 phút, 60 phút/60 phút và 70 phút/50 phút. Các mẫu nước trước xử lý và sau xử lý với chu kỳ lấy mẫu 24h/lần được mang đi phân tích nồng độ amoni. Kết quả ảnh hưởng được trình bày trong Hình 3.22.

Kết quả trên đồ thị Hình 3.22 cho thấy việc thay đổi chế độ S/D có ảnh hưởng nhẹ đến hiệu suất xử lý amoni, cụ thể khi tăng thời gian sục khí từ 50 phút lên 70 phút đồng thời giảm thời gian ngừng sục khí từ 70 phút xuống 50 phút, đã làm tăng nhẹ hiệu quả xử lý NH4+, từ 95,56% đến 96,50%, tuy nhiên dù ở chế độ nào thì hiệu quả xử lý amoni đều rất cao, đạt trên 95,5%. Tại các chế độ S/D lần lượt là 50/70 nồng độ amoni là 1,364 mg/L; ở chế độ S/D: 60/60 nồng độ amoni là 1,236 mg/L; chế độ S/D: 70/50 thì nồng độ amoni là1,065 mg/L.

Như vậy ở cả ba chế độ sục khi, nồng độ NH4+ sau xử lý đều đạt theo QCVN 40:2011/BTNMT cột A. Kết quả này có thể được giải thích như sau: trong quá trình sinh học hiếu khí, NH4+ được loại bỏ bởi quá trình nitrit hóa phương trình 3.14 rồi nitrat hóa phương trình 3.15 [182].

NH4+ + 3/2O2 NO2- + 1/2O2

⎯N⎯itro⎯som⎯onas⎯NO2-+ 2H++ H2O (3.14)

⎯N⎯itro⎯bact⎯er NO3-(3.15)

NH4+ vào

HRT: 9h

OLR: 0,082 kg NH +/m3 ngày OLR: 0,082 kg NH +/m3 ngày

OLR: 0,082 kg NH +/m3 ngày

S/D: 50/70

S/D: 60/60

S/D: 70/50

NH4+ ra

Hiệu suất (%)

100

35 80

Nồng độ NH4+ (mg/L)

Hiệu suất (%)

0 0

5 10 15 20 25 30

Thời gian (ngày)

Hình 3.22. Ảnh hưởng của chế độ S/D lên khả năng loại bỏ NH4+

Theo Tchobanoglous và Burton, nồng độ DO trên 1 mg/L là cần thiết để quá trình nitrat hóa xảy ra [182], do đó, mức DO trong giai đoạn sục khí ở cả 3 chế độ nghiên cứu là thích hợp cho sự xuất hiện của quá trình nitrat hóa. Khi thời gian sục khí tăng trong một chu kỳ 120 phút, từ 50 phút lên 70 thì làm tăng thời gian cấp oxy cho hệ VSV hiếu khí, dẫn tới quá trình nitrit hóa, nitrat hóa diễn ra dài hơn so với quá trình khử nitrate hóa (quá trình thiếu khí), do đó khả năng xử lý amoni tăng lên. Kết quả này cũng tương tự như nghiên cứu của Habermayer và Sánchez, trong đó nhóm tác giả đã nghiên cứu ảnh hưởng của thời gian S/D lên hiệu quả xử lý nitơ bằng bể sinh học bùn hoạt tính (thể tích 3336 m3) của trạm xử lý nước thải sinh hoạt Sant Celoni của thành phố Barcelona, Tây Ban Nha có COD và amoni ban đầu lần lượt 525 mg/L và 26 mg/L. Kết quả thu được cho thấy với SRT = 20 ngày, HRT = 17h, khi thời gian sục khí tăng trong một chu kỳ S/D luân phiên từ 20 phút lên 60 phút đã làm tăng nhẹ hiệu suất loại bỏ amoni từ 89% lên 92% và khi tiếp tục tăng lên 80 phút thì hiệu suất xử lý amoni đạt 96%. Việc thời gian sục khí tiếp tục tăng lên cao hơn cũng cải thiện hiệu suất loại bỏ amoni nhưng không đáng kể [183]. Trong nghiên cứu của Lim và cộng sự, đối với hệ MBR sục khí luân phiên, với HRT = 8,8h; sử dụng màng vi lọc kích cỡ 0,3

µm, thời gian sục khí trên 40 phút sẽ cho hiệu quả loại bỏ amoni cao (trên 94%) và để quá trình nitrat hóa hoàn toàn cần thời gian sục khí trên 70 phút [184]. Nhóm nghiên cứu của Seo báo cáo rằng cần sục khí 60 phút để nitrat hóa hoàn toàn trong hệ thống MBR sục khí luân phiên [185].

Tuy nhiên, một số kết quả nghiên cứu của các nhóm tác giả khác đã chỉ ra rằng với thời gian sục khí trên 60 phút trong một chu trình S/D, hiệu suất xử lý amoni không bị tác động bởi sự điều chỉnh thời gian S/D và đều ở mức gần như loại bỏ hoàn toàn được amoni. Chẳng hạn trong nghiên cứu của Ujang và cộng sự, nước thải tổng hợp có COD và amoni ban đầu lần lượt 525 mg/L và 26 mg/L được xử lý bằng một hệ MBR sục khí luân phiên sử dụng màng vi lọc 0,2 µm, diện tích làm việc 0,35 m2, SRT

= 25 ngày, và kết quả thu được cho thấy hiệu quả xử lý amoni không bị tác động khi thay đổi thời gian sục khí trong một chu trình, đạt xấp xỉ 99,8% [186]. Thậm chí trong báo cáo của nhóm nghiên cứu của Yeom, với thời gian S/D là 35 phút/40 phút của một hệ MBR sử dụng màng lọc HF 0,1 µm, diện tích lọc 0,5 m2, HRT 15h, đã đủ để nitrat hóa hoàn toàn amoni có trong nước thải sinh hoạt hộ gia đình với nồng độ ban đầu của COD và N-NH4+ lần lượt ở mức 267 mg/L và 40,4 mg/L [187].

So sánh với kết quả nghiên cứu của luận án, các báo cáo công bố trên cho hiệu quả xử lý amoni cao hơn có thể là do trong các nghiên cứu trên, bể MBR được bố trí hệ thống khuấy cơ học, giúp khuấy trộn đều dung dịch và sinh khối trong bể MBR, đặc biệt là trong giai đoạn ngừng sục khí, do đó hệ xử lý xảy ra đồng đều trong toàn bộ thể tích bể và do đó cho hiệu quả xử lý cao hơn. Tuy nhiên, từ kết quả của luận án và các nghiên cứu trên có thể rút ra rằng hệ MBR cho hiệu quả xử lý amoni (quá trình nitrit hóa và nitrate hóa) rất cao và cần duy trì thời gian sục khí không dưới 60 phút trong một chu trình S/D thì khả năng xử lý amoni có thể đạt trên 96% và hàm lượng amoni đầu ra vẫn thấp hơn giới hạn cho phép theo QCVN 40:2011/BTNMT cột A. Đây là một trong những ưu điểm của công nghệ MBR so với các quá trình bùn hoạt tính truyền thống bởi màng lọc MF có khả năng giữ lại các VSV phát triển chậm – trong đó có những vi khuẩn nitrate hóa – trong bể MBR, vì vậy nó có thể hoạt động với bùn hoạt tính có SRT cao, dẫn đến khả năng nitrate hóa cao hơn so với các quá trình bùn hoạt tính truyền thống (thường xảy ra sự thất thoát các VSV nitrat hóa và lỗi nitrat hóa có thể xảy ra ở SRTs thấp).

Nghiên cứu ảnh hưởng của chế độ S/D lên khả năng xử lý TN

Kết quả trên đồ thị Hình 3.23 cho thấy việc thay đổi chế độ sục khí đã ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý nitơ, cụ thể là khi tăng thời gian sục khí, giảm thời gian ngừng sục, hiệu suất xử lý tổng nitơ giảm. Ở các chế độ S/D: 50 phút/70 phút, 60 phút/60 phút, 70 phút/50 phút hiệu quả xử lý nitơ trung bình đối với kết quả thực nghiệm lần lượt đạt 92,25%; 89,47% và 85,31%.

50 TN vào

TN ra

Hiệu suất (%)

100

40 80

Nồng độ TN (mg/L)

25 HRT: 9h

MLSS: 7500 - 9000 (mg/L)

20 S/D: 50/70

HRT: 9h

MLSS: 7500 - 9000 (mg/L) S/D: 60/60

Hiệu suất (%)

HRT: 9h

MLSS: 7500 - 9000 (mg/L)

S/D: 70/50 40

10 20

0 0

5 10 15 20 25 30

Thời gian (ngày)

Hình 3.23. Ảnh hưởng chế độ S/D tới khả năng xử lý TN

Kết quả này có thể được giải thích như sau: đầu vào của hệ MBR trong luận án là nước thải tổng hợp sử dụng NH4Cl làm nguồn N, do đó quá trình xử lý loại bỏ N sẽ bao gồm quá trình chuyển hóa amoni thành nitrat (nitrat hóa) xảy ra trong pha hiếu khí (thời điểm hệ được sục khí) (theo các phương trình 3.14 và 3.15) và quá trình khử nitrat thành nitơ bay lên trong pha thiếu khí (thời điểm ngừng sục khí) theo các phương trình (3.16), (3.17) [182]:

NO3- → NO2- → N2 (k) (3.16)

2NO3-+ 2CxHyOz ⎯V⎯SV⎯N2 + x CO2 + (y-1) H2O + 2OH-(3.17)

(trong đó CxHyOz là công thức tổng quát của cơ chất làm nguồn C cho hệ VSV khử nitrat, có thể là C6H12O6 hoặc CH3COOH, CH3OH là các sản phẩm của quá trình phân hủy hiếu khí glucozo).

Theo Yeom và cộng sự, khi tỷ lệ BOD/TN trên 5, giai đoạn chuyển hóa nitrat thành nitơ phân tử sẽ giới hạn tốc độ của toàn bộ quá trình xử lý tổng nitơ [187]. Trong

nghiờn cứu của luận ỏn, do sử dụng glucozo làm nguồn C của nước thải tổng hợp ở đầu vào của hệ MBR (với COD ở mức 800 ữ 1000 mg/L trong khi hàm lượng tổng N ở mức 35 ữ 50 mg/L), do đú trong nghiờn cứu này, tỷ lệ BOD/TN trờn 15, vỡ vậy quỏ trỡnh khử nitrat cũng sẽ là quỏ trỡnh giới hạn, quyết định tốc độ và hiệu suất xử lý tổng N, hay núi khỏc đi, mức độ thiếu khớ sẽ quyết định khả năng xử lý tổng N. Rừ ràng khi giảm thời gian sục khớ đồng thời tăng thời gian ngừng sục, sẽ tạo điều kiện cho quỏ trỡnh khử nitrat diễn ra mạnh mẽ hơn, do đú việc tăng khả năng xử lý tổng N là hợp lý. Kết quả này cũng tương tự như cỏc nghiờn cứu của Lim và cộng sự [184],

Ujang và cộng sự [186], Yeom và cộng sự [187], ... Thật vậy, trong nghiờn cứu của Lim và cộng sự, đối với hệ MBR tiến hành sục khớ luõn phiờn, với HRT = 8,8h; sử dụng màng vi lọc kớch cỡ 0,3 àm, hiệu quả xử lý tổng N tăng dần khi tăng thời gian ngừng sục khớ, và hiệu suất cao nhất là 82,2% tại chế độ S/D là 50/70 [184]. Kết quả này thấp hơn kết quả của luận ỏn cú thể do COD của nước thải đầu vào của nghiờn cứu này thấp hơn so với nghiờn cứu của luận ỏn, 200 mg/L so với trờn 800 mg/L, nghĩa là nguồn C cấp cho hệ VSV khử nitrat trong nghiờn cứu này ớt, do đú khả năng xử lý tổng N cũng thấp hơn. Tương tự là nghiờn cứu của Yeom và cộng sự, khi chuyển từ chế độ S/D từ 35 phỳt/40 phỳt sang 60 phỳt/90 phỳt, với HRT = 15h, hiệu suất loại bỏ tổng N đó tăng từ 77,2% lờn 90,7%. Kết quả này đó chỉ ra rằng thời gian ngừng sục 40 phỳt khụng đủ để khử hết nitơ, dẫn đến hiệu quả xử lý tổng N thấp. Việc tăng thời gian ngừng sục khớ đó làm tăng đỏng kể quỏ trỡnh khử nitrat, do đú làm tăng đỏng kể hiệu suất xử lý tổng N [187]. Kết quả của nghiờn cứu này cũng thấp hơn một chỳt so với kết quả của luận ỏn, cú thể nguyờn nhõn cũng do tải lượng COD đầu vào của nghiờn cứu thấp hơn của luận ỏn (370 ữ 389 mg/L so với khoảng 800 ữ 1000 mg/L của luận ỏn).

Trong nghiờn cứu của Ujang và cộng sự, nước thải tổng hợp cú COD và amoni ban đầu lần lượt 525 mg/L và 26 mg/L được xử lý bằng một hệ MBR sục khớ luõn phiờn sử dụng màng vi lọc 0,2 àm, diện tớch làm việc 0,35 m2, SRT = 25 ngày, và kết quả thu được cho thấy khi tăng thời gian ngừng sục khí từ 60 phút lên 120 phút đã làm tăng nhẹ hiệu suất xử lý tổng N, từ 95,9% lên 96,5%, chứng tỏ quá trình khử nitơ ở mức độ rất cao [186]. Hiệu suất xử lý này cao hơn so với nghiên cứu của luận án có thể là do nghiên cứu này sử dụng hệ MBR kép, nghĩa là hệ gồm 2 khoang chứa bùn hoạt tính, trong đó mođun màng đặt ở khoang thứ 2 và sinh khối liên tục được tuần

hoàn từ khoang thứ 2 về khoang thứ nhất. Ngoài ra, hệ thống cánh khuấy cơ học được bố trí ở khoang thứ nhất để tăng cường đảo trộn. Chế độ S/D được bố trí xen kẽ giữa 2 khoang, nghĩa là khi khoang thứ nhất sục khí thì khoang thứ 2 ngừng sục và ngược lại. Cách vận hành này sẽ tập trung tải hữu cơ cần thiết cho quá trình khử nitơ [185], và do đó có thể khả năng xử lý tổng N cao hơn trong luận án.

Nghiên cứu ảnh hưởng của chế độ S/D lên khả năng xử lý tổng P

Thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng của chế độ S/D lên khả năng xử lý tổng P cũng được tiến hành trên ba chế độ S/D khác nhau: 50/70 phút, 60/60 phút và 70/50 phút. Các mẫu nước trước xử lý và sau xử lý với chu kỳ lấy mẫu 24 h/lần được mang đi phân tích tổng P. Kết quả nghiên cứu được tổng hợp trình bày trong Hình 3.24.

Theo kết quả trên đồ thị Hình 3.24 cho ta thấy khả năng xử lý tổng P ở cả ba chế độ S/D đều ở mức trung bình, từ 53,16% đến 61,2%, nguyên nhân có thể là do thời gian ngừng sục khí trong một chu trình lên đến 70 phút vẫn chưa đủ để giải phóng photphat sau khi khử nitơ và có thể cần một thời gian dài hơn không sục khí để tăng cường giải phóng photphat. Ngoài ra, trong bể MBR của nghiên cứu này không bố trí hệ thống khuấy cơ học nên trong giai đoạn ngừng sục khí, sinh khối không hoàn toàn được duy trì ở trạng thái lơ lửng.

TPvào

TPra

HRT: 9h

MLSS: 7500 - 9000 (mg/L)

Nồng độ TP (mg/L)

20 S/D: 50/70

Hiệu suất (%)

HRT: 9h

MLSS: 7500 - 9000 (mg/L) S/D: 60/60

HRT: 9h

MLSS: 7500 - 9000 (mg/L) S/D: 70/50

100

Hiệu suất (%)

0 0

5 10 15 20 25 30

Thời gian (ngày)

Hình 3.24. Ảnh hưởng chế độ S/D tới khả năng xử lý TP

Mặt khác, theo Randall và cộng sự [190], tỷ lệ TCOD: TP là yếu tố quan trọng để quyết định loài VSV bằng cách phân bổ thức ăn và tổng lượng phốt pho của nước thải đầu ra có thể đạt ngưỡng dưới 1,0 mg/L ở tỷ lệ hơn 40:1. Tuy nhiên, trên thực tế,