02/04/2015
The aim of this study was to assess impact of sucrose as external carbon source on post-anoxic denitrification through the use of lab-scaled sequencing batch reactors. The SBRs set-up followed standard post-anoxic WWTP. Each reactor held an effective volume of approximately 4L, with the decant volume of 2L per cycle, a Hydraulic Retention Time (HRT) of 8 hours, Sludge Retention Time (SRT) of about 11.5-0.5 days .
The experiment showed that adding sucrose into the post-anoxic zone created a very significant improvement in denitrification by 7.2 times where the nitrate removal increased from 10% to 68% of total remained nitrate. The experiment also verified that most of the SDNR calculated from the lab-scaled SBRs lied within the range of an earlier study (2.57-2.92mgNO3-/gMLVSS/h), verified the results of both this experiment and the batch tests in the previous study.
I - Giới thiệu
Hiện nay, nguồn các bon hữu cơ rất dồi dào, có thể được sử dụng làm cơ chất hạn chế cho quá trình khử hoàn toàn nitơ [1]. Bổ sung nguồn cácbon bên ngoài vào khu vực sau hoặc trước vùng thiếu khí cho phép tăng hiệu suất quá trình khử nitơ và có thể đáp ứng được tiêu chuẩn xử lý nước thải (XLNT) trong giai đoạn ngắn hạn và dài hạn.
Đã có nhiều nghiên cứu về tác dụng của các nguồn cácbon khác nhau để tăng cường quá trình khử nitơ. Metanol là nguồn các bon được sử dụng nhiều nhất [2] và được Cơ quan BVMT Hoa Kỳ (US EPA) đề xuất như cơ chất thích hợp nhất vì có sẵn, tạo ra lượng bùn thấp và không bổ sung thêm nitơ vào hệ thống. Tuy nhiên đối với nhà máy XLNT quy mô lớn, chi phí mua metanol có thể làm tăng đáng kể chi phí vận hành. Do đó, việc tìm kiếm một nguồn các bon bên ngoài thay thế với chi phí thấp, hiệu quả cao là một trong những ưu tiên của ngành công nghiệp XLNT trong hai thập kỷ qua [3]. Đã có nhiều nghiên cứu về nguồn nguyên liệu giàu các bon, như nước thải công nghiệp sữa [4], tinh bột ngô [5], dịch đậm đặc từ quá trình lọc màng (reject waters) [6, 7], xi-rô từ chất thải nhà máy chưng cất [1], chất thải công nghiệp chế biến thực phẩm [4, 5]. Nhiều loại chất thải đã được tìm thấy để cung cấp cho quá trình khử nitơ có hiệu quả.
Nghiên cứu này sẽ tập trung vào loại mật rỉ đường công nghiệp, là nguồn phụ phẩm giàu các bon có sẵn tại địa phương. Hơn nữa, các nghiên cứu trước đây cho thấy những tác động của nguồn carbon bên ngoài lên tốc độ khử nitơ (SDNR) sau vùng thiếu khí là cao hơn so với trước vùng thiếu khí. Do đó nghiên cứu này sẽ tập trung vào ảnh hưởng của mật rỉ đường được bổ sung vào sau vùng thiếu khí lên quá trình khử nitơ trong thùng phản ứng sinh học theo mẻ (SBR) quy mô phòng thí nghiệm. Các kết quả nghiên cứu này có thể được so sánh và hiệu chuẩn so với các nghiên cứu trước đây.
II. VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP
2.1. Hóa chất
Mật rỉ đường được sử dụng trong thí nghiệm này là một sản phẩm phụ của quá trình sản xuất đường công nghiệp, là một chất lỏng có màu vàng với nồng độ COD khoảng 106 mg/l mặc dù được lưu trữ ở nhiệt độ phòng hàng tháng. Dung dịch rỉ đường này đã được pha loãng trước khi được đưa vào các thí nghiệm theo mẻ.
Thùng phản ứng sinh học theo mẻ (SBR) quy mô phòng thí nghiệm sử dụng nước thải tổng hợp bao gồm các chiết xuất từ thịt bò thương mại như nguồn các bon và nitơ hữu cơ chủ yếu. Các dung dịch dinh dưỡng và kim loại vi lượng trong nước thải tổng hợp này được dựa trên nghiên cứu của Hu, Zhang [13] gồm 10 mg CaCl2/l, 18 mg K2HPO4/l, 11 mg KH2PO4/l, 10 mg MgSO4/l, 0,15 mg CoCl2/l, 0,03 mg CuSO4/l, 10 mg FeSO4/l, 0,15 mg H3BO3/l, 0,18 mg KI/l, 0,12 mg MnCl2/l, 0,06 mg NaMoO4/l và 0,12 mg ZnSO4/l. Hầu hết các hóa chất được cung cấp bởi Công ty vật tư khoa khọc Úc (Science Supply Australia).
2.2. Sinh khối khử nitơ
Các thùng phản ứng sinh học theo mẻ (SBR) được nạp bùn thô giàu sinh khối khử nitơ lấy từ Nhà máy XLNT Sunburry. Bùn được thu thập từ trước vùng thiếu khí, vận chuyển trong thùng làm lạnh bằng nước đá đến phòng thí nghiệm, tại đây bùn đã được sàng lọc để loại bỏ những hạt kích thước lớn trước khi được nạp vào các SBR. Bùn sau đó được vận hành theo chu kỳ của SBR trong khoảng từ 3 - 5 tuần trước khi có thể tiến hành các thí nghiệm. Trong nghiên cứu này, các SBR đã được chạy trong 6 tháng trước khi bắt đầu thí nghiệm.
Đối với hai SBR thử nghiệm để thích nghi với mật rỉ đường, dung dịch mật rỉ với nồng độ 150-170 mgCOD/l đã được bổ sung vào thùng nước thải trước 3 tuần kể từ khi bắt đầu thí nghiệm.
2.3. Thông số nước thải đầu vào
Nước thải được sử dụng cho các thí nghiệm SBR là loại tổng hợp, bao gồm các chiết xuất từ thịt bò, các chất dinh dưỡng khác và các vi lượng kim loại. Các thông số chính được tóm tắt như trong bảng 1.
Bảng 1. Đặc tính nước thải đầu vào
|
Thông số |
Đặc tính |
|
Tốc độ dòng vào nước thải |
2 l theo một chu kỳ 6 l theo ngày |
|
TN (đa số là nitơ hữu cơ) |
55.6±1.4 mg/l |
|
COD |
456.8±26.5 mg/l |
|
PO43- |
17.25 mg/l |
|
PO4-P |
5.63 mg/l |
|
Nhiệt độ |
20-26.5 ºC |
Nồng độ của chất dinh dưỡng và vi lượng kim loại được đề cập trong mục 2.1.
2.4. Phương pháp phân tích
COD, TN, Amoni và Nitrat được phân tích bằng phương pháp tiêu chuẩn HACH DR 5.000 (Các phương pháp 8.000, 10.072, 10.031 và 10.020 tương ứng). pH và DO đã được đo bằng thiết bị đo pH Mettler Toledo S20 Seveneasy và thiết bị đo ôxy hòa tanYSI 5.100.
2.5. Lắp đặt thùng phản ứng sinh học theo mẻ (SBR)
Các SBR được coi như một hệ thống XLNT thứ cấp quy mô phòng thí nghiệm, được khuấy trộn đều. Đặc điểm chính của nó là phụ thuộc vào thời gian hơn là phụ thuộc vào không gian giống như các nhà máy XLNT tiêu chuẩn. Điều này có nghĩa là: thay vì tách riêng các bể thiếu khí, hiếu khí và lắng riêng biệt như nhà máy XLNT tiêu chuẩn, tất cả các quá trình của SBR xảy ra bên trong cùng một thùng phản ứng. Mô hình này cung cấp lợi thế rất lớn trong việc giám sát riêng biệt các quá trình nitrat hóa và khử nitơ và cũng cung cấp thời gian lưu thủy lực (HRT) hoặc thời gian lưu bùn (SRT) phù hợp. Những bất lợi chính cũng giống như SBR quy mô lớn là hệ thống phụ thuộc nhiều vào thiết bị kiểm soát thời gian chính xác và nhất quán. Có bốn SBR được sử dụng trong thí nghiệm, hình ảnh của một trong những hệ thống SBR được đưa ra tại hình 1.
Một chu kỳ của SBR được sử dụng trong thí nghiệm là gần 8 giờ. Các SBR có 3 chu kỳ liên tục mỗi ngày và bao gồm các quá trình thể hiện trong hình 2.
Như vậy, các SBR thiết lập một hệ thống khử nitơ sau vùng thiếu khí tiêu chuẩn. Tuy nhiên do không có xục khí trong khoảng thời gian nuôi cấy ban đầu, nên gần như tất cả nitrat từ chu kỳ trước đó cũng giống như quá trình khử nitơ trước vùng thiếu khí sẽ bị loại bỏ.
Mỗi thùng phản ứng có một thể tích hữu hiệu khoảng 4 lít, với thể thích gạn nước khoảng 50% hoặc 2 lít mỗi chu kỳ. Trong quá trình xục khí, nồng độ DO được giữ cao hơn nhiều so với 3 mg/l để đảm bảo quá trình nitrat hóa xảy ra tối đa. Thời gian lưu thủy lực (HRT) bằng độ dài chu kỳ là 8 giờ. Thời gian lưu bùn (SRT) khoảng 11,5 ± 0,5 ngày cung cấp hàm lượng các chất rắn hữu cơ bay hơi (MLVSS) khoảng 2.200-2.600 mg/l. Khi SBR hoạt động trong điều kiện phòng thí nghiệm, nhiệt độ của thí nghiệm là khoảng 20-26,5oC, có thể ức chế tốc độ tăng trưởng vi khuẩn khử nitơ và tốc độ khử nitơ.
Các SBR đã hoạt động được hơn 6 tháng trước khi thí nghiệm, nhưng các dữ liệu thu thập được cho thí nghiệm cụ thể này chỉ trong 6 tuần. Trong 3 tuần đầu tiên, không có nguồn cácbon bên ngoài nào được sử dụng. Trong 3 tuần tiếp theo, dung dịch mật rỉ đường được bơm vào sau vùng thiếu ôxy để tăng nồng độ COD trong nước thải đến 150-170 mg/l. Lý do 6 tuần được chọn là vì mỗi giai đoạn 3 tuần chiếm khoảng 2 lần thời gian lưu bùn (SRT) của SBR (22-24 ngày).
Việc thực hiện SBR được theo dõi mỗi 3-4 ngày cho các thông số NO3-, NH4+, TN, COD, pH, DO và ảnh hưởng của mật rỉ đường lên hệ thống khử nitơ được đánh giá. Điều này đã được thực hiện trong phòng thí nghiệm Kỹ thuật Môi trường thuộc Trường Đại học RMIT, Melbourne, Australia.
III. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN
3.1. Ảnh hưởng của mật rỉ đường lên tốc độ khử nitơ trong thùng phản ứng sinh học theo mẻ
Kết quả đo đạc nitrat được thể hiện trong các hình 3-6 dưới đây. Các thùng phản ứng A và C là sự lặp lại của các thùng phản ứng kiểm soát (đối chứng). Các thùng phản ứng B và D là sự lặp lại của các thùng phản ứng thử nghiệm có bổ sung thêm mật rỉ đường sau ngày 17/10/2013.
 |
|
Hình 1. SBR được sử dụng trong thí nghiệm |
 |
|
Hình 2. Sơ đồ hệ thống của thí nghiệm pilot |
 |
|
|
Hình 3. Nồng độ nitrat trước và sau vùng thiếu khí trong thùng phản ứng A (kiểm soát) |
Hình 4. Nồng độ nitrat trước và sau vùng thiếu khí trong thùng phản ứng B (thử nghiệm) |
 |
 |
|
Hình 5. Nồng độ nitrat trước và sau vùng thiếu khí trong thùng phản ứng C (kiểm soát) |
Hình 6. Nồng độ nitrat trước và sau vùng thiếu khí trong thùng phản ứng D (thử nghiệm) |
Quá trình khử nitơ rất hạn chế trong giai đoạn thiếu ôxy trong tất cả các thùng phản ứng khi mật rỉ đường không được bổ sung vào. Điều này đã được dự báo trước vì SBR phải đối mặt với cùng một vấn đề về các hệ thống XLNT sau vùng thiếu khí: Nguồn các bon trong nước thải đã được sử dụng hết trong vùng hiếu khí trước khi vào vùng thiếu khí. Khi nồng độ COD trong nước thải đầu vào 456,8 ± 26,5 mg/l, có thể thấy nồng độ COD của tất cả bốn thùng phản ứng trong thời gian 9 tháng hoạt động như trong bảng 2.
Bảng 2. Nồng độ COD được đo trong các SBR
|
|
SBR A |
SBR B |
SBR C |
SBR D |
|
Trước vùng thiếu khí |
34.4±15.9 mg/l |
34.9±15.1 mg/l |
34.4±15.7 mg/l |
51.9±49.6 mg/l |
|
Sau vùng thiếu khí |
33.9±12.9 mg/l |
35.5±14.0 mg/l |
34.4±17.1 mg/l |
52.5±56.7 mg/l |
Cần lưu ý nồng độ COD sau giai đoạn thiếu khí của mỗi thùng phản ứng là gần giống hệt với nồng độ COD trước giai đoạn thiếu khí. Điều này chỉ ra rằng hầu như nồng độ COD vẫn giữ nguyên trước vùng thiếu khí hoặc COD bị phân hủy rất chậm, hay COD không vô cơ không thể sử dụng bởi vi khuẩn khử nitơ. Vấn đề này sẽ được thảo luận nhiều hơn tại mục 3.2.
Việc loại bỏ nitrat trong 04 thùng phản ứng SBR từ các hình 3-6 có thể được tóm tắt như sau:
Bảng 3. Nồng độ NO3- được đo trong các SBR
|
|
SBR A |
SBR B |
SBR C |
SBR D |
|
Trước vùng thiếu khí |
17.4±1.8 mg/l |
15.7±0.9 mg/l |
17.5±2.1 mg/l |
17.9±1.3 mg/l |
|
Sau vùng thiếu khí |
15.8±1.0 mg/l |
4.8±2.4 mg/l |
15.9±1.9 mg/l |
5.8±2.7 mg/l |
|
Nitrat được loại bỏ |
1.6±0.9 mg/l |
11.0±3.0 mg/l |
1.6±0.3 mg/l |
12.0±2.1 mg/l |
Các kết quả cho thấy, sự cải thiện đáng kể (7,2 lần) trong quá trình khử nitơ trong các thùng phản ứng thử nghiệm (B và D) so với các thùng phản ứng kiểm soát (A và C). Việc loại bỏ nitrat tăng từ 10% đến 68% tổng số nitrat còn lại và làm giảm xuống dưới tiêu chuẩn toàn cầu là 10 mg/l.
3.2. Tính toán tốc độ khử nitơ từ các thí nghiệm trong thùng phản ứng sinh học theo mẻ
Thí nghiệm theo mẻ nhằm xác định tốc độ khử nitơ của mật rỉ đường khi sử dụng nước thải và bùn thực tế trong nghiên cứu trước đó cho thấy, tốc độ khử nitơ khi mật rỉ đường và nước thải mỗi nguồn đóng góp 50% COD trong vùng thiếu khí là 2,57-2,92 mgNO3-/gMLVSS/h.
Tốc độ khử nitơ của mỗi thùng phản ứng SBR cũng có thể được tính toán dựa trên tổng lượng nitrat được loại bỏ. Cụ thể hơn, tốc độ khử nitơ (SDNR) là nồng độ NO3-N bị loại bỏ bởi 1g sinh khối MLVSS trong 1 giờ, được tính theo công thức sau :
Ở đây V là thể tích thùng phản ứng, t là thời gian phản ứng. Lưu ý do bản chất của nước thải trong thùng phản ứng SBR là tổng hợp, phân tích ở trên khi sử dụng SPSS chỉ ra rằng không có sự khác biệt lớn giữa MLSS của SBR và MLVSS. Vì vậy, MLSS của SBR được sử dụng để thay cho MLVSS.
 |
| Hình 7. Tốc độ khử nitơ (SDNR) của 4 thùng phản ứng SBR |
Những kết quả đầu tiên khẳng định rằng không có sự suy giảm COD vô cơ hòa tan sau vùng thiếu khí (bảng 2). Đó là lý do tại sao hầu hết các thùng phản ứng kiểm soát, tốc độ khử nitơ (SDNR) giảm gần tới hoặc chỉ cao hơn một chút so với tốc độ khử nitơ (SDNR) nội sinh (0,3-0,4 mgNO3-/gMLVSS/h).
Nhưng quan trọng hơn, hầu hết tốc độ khử nitơ (SDNR) được tính từ thí nghiệm SBR này khi sử dụng bùn tăng trưởng trong phòng thí nghiệm nằm trong khoảng 2,57-2,92 mgNO3-/gMLVSS/h cao hơn tốc độ nhận được từ các nghiên cứu trước đây (sử dụng thí nghiệm theo mẻ với bùn thực tế từ máy XLNT). Điều này có thể hiệu chỉnh tính hợp lý của cả hai kết quả SDNR được trình bày trong thí nghiệm này và các kết quả trong các thí nghiệm trước kia.
IV. KẾT LUẬN
Các kết quả chủ yếu từ những thí nghiệm là:
Bổ sung mật rỉ đường vào sau vùng thiếu khí cho thấy, sự cải thiện đáng kể (tăng 7,2 lần) trong quá trình khử nitơ. Việc loại bỏ nitrat sau vùng thiếu ôxy gia tăng từ 10% - 68% tổng số nitrat còn lại khi bổ sung thêm mật rỉ đường.
Nếu không có bổ sung thêm nguồn các bon bên ngoài vào sau vùng thiếu khí, nồng độ COD hữu cơ hòa tan còn lại để thực hiện quá trình khử nitơ rất hạn chế. Vì hầu như toàn bộ COD còn lại hoặc là không hòa tan hoặc là vô cơ. Khử nitơ trong thời gian này phụ thuộc chủ yếu vào tốc độ khử nitơ nội sinh là 0,3-0,4 mgNO3-/gMLVSS/h.
Hầu hết tốc độ khử nitơ (SDNR) được tính từ SBR quy mô phòng thí nghiệm nằm trong phạm vi thí nghiệm theo mẻ trước kia (2,57 - 2,92 mg NO3- /gMLVSS/h). Điều này cho thấy, sự phù hợp của các kết quả của thí nghiệm SBR này với hai thí nghiệm theo mẻ trước kia và chỉ ra rằng không có sự chênh lệch lớn giữa tốc độ khử nitơ của bùn sinh trưởng trong phòng thí nghiệm và bùn thô từ nhà máy XLNT.
Tài liệu tham khảo
Makinia J, Czerwionka K, Oleszkiewicz J, Kulbat E, Fudala-Ksiazek S. A distillery by-product as an external carbon source for enhancing denitrification in mainstream and sidestream treatment processes. Water Sci Technol. 2011;64(10):2072-9.
Swinarski M, Makinia J, Czerwionka K, Chrzanowska M. Industrial wastewater as an external carbon source for optimization of nitrogen removal at the “Wschod” WWTP in Gdansk (Poland). Water Sci Technol. 2009;59(1):57-64.
Oleszkiewicz JA, Kalinowska, E., Dold, P., Barnard, J. L., Bieniowski, M., Ferenc, Z., Jones, R., Rypina, A. & Sudol, J. Feasibility studies and pre-design simulation of Warsaw’new wastewater treatment plant. Environment Technololgy. 2004;26:1405-11.
Sage M, Daufin G, Gésan-Guiziou G. Denitrification potential and rates of complex carbon source from dairy effluents in activated sludge system. Water Res. 2006;40(14):2747-55.
Cappai GC, A ; Onnis, A. Use of industrial Wastewaters for the Optimization and Control of Nitrogen Removal Processes. Water Science Technology. 2004;50(6):17-24.
Cherchi C, Onnis-Hayden A, El-Shawabkeh I, Gu AZ. Implication of using different carbon sources for denitrification in wastewater treatments. Water Environment Research. 2009;81(8):788-99.
Lee NM, Welander T. The effect of different carbon sources on respiratory denitrification in biological wastewater treatment. Journal of Fermentation and Bioengineering. 1996;82(3):277-85.
Phùng Anh Đức, M. Othman, J. Yulian
Đại học RMIT, Melbourne, Australia
(Nguồn: Bài đăng trên Tạp chí Môi trường, số 3/2015)
