Ứng dụng hô hấp kế để đánh giá độc tính của crôm (VI) và kẽm (II) đến quá trình bùn hoạt tính

- Xác định các thành phần COD dễ phân hủy sinh học và khó phân hủy sinh học của nước thải dựa vào tốc độ hô hấp của bùn hoạt tính để đánh giá ảnh hưởng của CrVI và ZnII.. Khi nồng độ CrV

-

TRƯƠNG THỊ DIỆU

MSHV: 10250517

ỨNG DỤNG HÔ HẤP KẾ ĐỂ ĐÁNH GIÁ ĐỘC TÍNH CỦA CRÔM(VI) VÀ KẼM(II) ĐẾN QUÁ TRÌNH BÙN

HOẠT TÍNH

CHUYÊN NGÀNH :CÔNG NGHỆ MÔI TRƯỜNG

LUẬN VĂN THẠC SĨ

Cán bộ hướng dẫn khoa học: PGS.TS Nguyễn Phước Dân

Cán bộ chấm nhận xét 1: TS Nguyễn Quốc Bình

Cán bộ chấm nhận xét 2: TS Nguyễn Như Sang

Luận văn thạc sĩ được bảo vệ tại HỘI ĐỒNG CHẤM BẢO VỆ LUẬN VĂN THẠC SĨ -

Khoa Môi trường - Trường Đại học Bách Khoa - ĐHQG Tp HCM ngày tháng 08

năm 2012

Thành phần Hội đồng đánh giá luận văn thạc sĩ gồm :

1) PGS TS Nguyễn Đình Tuấn (Chủ tịch)

2) TS Nguyễn Thị Ngọc Quỳnh (Thư ký)

3) TS Nguyễn Quốc Bình (Phản biện 1)

4) TS Nguyễn Như Sang (Phản biện 2)

5) PGS.TS Nguyễn Phước Dân (Ủy viên)

Xác nhận của Chủ tịch Hội đồng đánh giá Luận văn và Trưởng Khoa quản lý chuyên ngành sau khi luận văn đã được sửa chữa (nếu có)

Ngày tháng năm 2013

CHỦ TỊCH HỘI ĐỒNG TRƯỞNG KHOA MÔI TRƯỜNG

PHÒNG ĐÀO TẠO SĐH Độc lập - Tự do - Hạnh phúc

Tp Hồ Chí Minh, ngày … tháng … năm 2013

NHIỆM VỤ LUẬN VĂN THẠC SĨ

1 TÊN ĐỀ TÀI: ỨNG DỤNG HÔ HẤP KẾ ĐỂ ĐÁNH GIÁ ĐỘC TÍNH CỦA

CRÔM(VI) VÀ KẼM(II) ĐẾN QUÁ TRÌNH BÙN HOẠT TÍNH

2 NHIỆM VỤ LUẬN VĂN:

- Đánh giá ảnh hưởng độc tính của Cr(VI) và Zn(II) đến tốc độ hô hấp và tốc

độ tăng trưởng của bùn hoạt tính bằng phương pháp hô hấp kế

- Xác định các thành phần COD (dễ phân hủy sinh học và khó phân hủy sinh học) của nước thải dựa vào tốc độ hô hấp của bùn hoạt tính để đánh giá ảnh hưởng

của Cr(VI) và Zn(II)

3 NGÀY GIAO NHIỆM VỤ:

4 NGÀY HOÀN THÀNH NHIỆM VỤ:

5 CÁN BỘ HƯỚNG DẪN: PGS.TS.NGUYỄN PHƯỚC DÂN

Nội dung và đề cương Luận văn Thạc sỹ đã được Hội đồng chuyên ngành thông qua ngày … tháng … năm 2012

QUẢN LÝ CHUYÊN NGÀNH

TRƯỞNG KHOA MÔI TRƯỜNG

Em xin chân thành cảm ơn Thầy PGS TS Nguyễn Phước Dân đã tận tình hướng

dẫn, chỉ bảo và tạo mọi điều kiện thuận lợi cho em hoàn thành tốt luận văn này Bên cạnh đó, em xin gửi lời cảm ơn đến các anh chị trong phòng thí nghiệm khoa Môi trường đã giúp đỡ, tạo điều kiện tốt nhất cho em và các bạn khác để có thể thực hiện nghiên cứu

Ngoài ra, cảm ơn các em sinh viên trong phòng thí nghiệm đã đồng hành cùng Tôi thực hiện thí nghiệm trong khoảng thời gian vừa qua Cảm ơn các bạn cùng lớp đã góp ý kiến rất tốt trong quá trình Tôi thực hiện luận văn

Và cuối cùng, em xin dành lời cảm ơn đến gia đình, và những người đã ở bên cạnh động viên, khích lệ và chia sẽ trong quá trình em thực hiện luận văn

Tuy có những nổ lực và cố gắng nhưng cũng không tránh khỏi những sai sót, khuyết điểm trong khi thực hiện Luận văn này Mong nhận được sự đóng góp của các Thầy, các Cô và các bạn

Xin kính chúc sức khỏe toàn thể Ban Giám Hiệu quý Thầy Cô và các bạn Trường Đại Học Bách Khoa Tp.HCM

Tp Hồ Chí Minh, tháng 08 năm 2012

Trương Thị Diệu

TÓM TẮT

Mục đích của nghiên cứu này là dùng phương pháp đo tốc độ hô hấp của vi sinh vật bằng hô hấp kế dạng mẻ để đánh giá ảnh hưởng của Cr(VI) và Zn(II) lên bùn hoạt tính Ứng với nồng độ Cr(VI) là 3, 5, 10, 15 và 20mg/l; và nồng độ Zn(II) là 5, 10,

15, 20 và 25mg/l Khi nồng độ Cr(VI) và Zn(II) tăng dần lên thì tốc độ hô hấp và tốc độ tăng trưởng của vi sinh vật trong bùn hoạt tính giảm dần, đồng thời khả năng phân hủy sinh học của vi sinh vật cũng giảm Điều này cho thấy rằng Cr(VI) và Zn(II) ảnh hưởng lên các vi sinh vật trong bùn hoạt tính, đặc biệt là vi sinh vật dị dưỡng Trong nước thải có chứa Cr(VI), khả năng phân hủy sinh học của vi sinh vật xảy ra chậm, quá trình hô hấp và quá trình tăng trưởng của vi sinh vật trong bùn hoạt tính diễn ra yếu, và quá trình khử COD thấp so với trong nước thải có chứa Zn(II) EC50 của Cr(VI) trong quá trình hô hấp và quá trình tăng trưởng của vi sinh vật bằng 15mg/l, trong khi đó EC50 của Zn(II) lớn hơn 20mg/l

ABSTRACT

Purpose of this study applied methods of measuring respiratory rate of

microorganisms by the batch respirometer in laboratory conditions to evaluate the effects of hexavalent chromium Cr(VI) and zinc Zn(II) on the activated sludge Cr(VI) concentrations equal to 3, 5, 10, 15, and 20 mgl-1; and Zn(II) concentrations equal to 5, 10, 15, 20 and 25 mgl-1 When the concentration of Cr(VI) and Zn(II) gradually increase, the respiratory rate and the growth rate of microorganisms in the activated sludge gradually decrease, and biodegradation possibility of microorganisms also decrease This suggests that Cr(VI) and Zn(II) effect on the microorganisms in activated sludge, especially heterotrophic microorganisms In wastewater containning Cr(VI), biodegradation possibility of microorganisms occurs slowly, the process of respiration and growth of microorganisms in activated sludge takes place weak, and low COD removal process compared with the wastewater containing Zn(II) EC50 of Cr(VI) in the process of respiration and growth is 15mg/l while EC50 of Zn(II) is greater than 20mg/l

MỤC LỤC

Trang bìa i

Nhiệm vụ luận văn ii

Lời cảm ơn iii

Tóm tắt luận văn iv

Astract v

Mục lục vi

Danh mục các từ viết tắt ix

Danh mục bảng biểu xi

Danh mục hình vẽ xii

CHƯƠNG 1 MỞ ĐẦU 1

1.1 Đặt vấn đề 1

1.2 Mục tiêu nghiên cứu 2

1.3 Phạm vi và đối tượng nghiên cứu 2

1.4 Nội dung nghiên cứu 2

1.5 Ý nghĩa thực tiễn và ý nghĩa khoa học 2

1.5.1 Ý nghĩa khoa học 2

1.5.2 Ý nghĩa thực tiễn 2

1.6 Tính mới của đề tài 3

CHƯƠNG 2 TỔNG QUAN 4

2.1 Quá trình bùn hoạt tính 4

2.1.2 Tỉ số F/M trong quá trình bùn hoạt tính 4

2.2 Phương pháp đo tốc độ hô hấp vi sinh vật 5

2.2.1 Hô hấp của vi sinh vật 5

2.2.2 Các mô hình hô hấp kế đo tốc độ tiêu thụ oxy 9

2.2.3 Xác định thành phần COD bằng phương pháp đo tốc độ hô hấp 14

2.3 Ảnh hưởng của kim loại nặng đến quá trình bùn hoạt tính 16

2.3.1 Nguồn gốc và dạng tồn tại 16

2.3.2 Khả năng gây độc của kim loại nặng 17

2.4 Tình hình nghiên cứu trong và ngoài nước 19

2.4.1 Tình hình nghiên cứu trong nước 19

2.4.2 Tình hình nghiên cứu ngoài nước 19

CHƯƠNG 3 PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 22

3.1 Nội dung nghiên cứu 22

3.1.1 Thí nghiệm 1: Đánh giá độc tính của Cr(VI) đến quá trình bùn hoạt tính 22

3.1.2 Thí nghiệm 2: Đánh giá độc tính của Zn(II) đến quá trình bùn hoạt tính 23

3.2 Mô hình, Vật liệu và Điều kiện thí nghiệm 23

3.2.1 Mô hình thí nghiệm 23

3.2.2 Vật liệu thí nghiệm 24

3.2.2.1 Nước thải KCN Tân Bình 24

3.2.2.2 Bùn hoạt tính 26

3.2.3 Điều kiện vận hành 26

3.2.3.1 Thí nghiệm 1: Đánh giá độc tính của Cr(VI) đến quá trình bùn hoạt tính 26

3.2.3.2 Thí nghiệm 2: Đánh giá độc tính của Zn(II) đến quá trình bùn hoạt tính

27

3.3 Quy trình thực nghiệm 29

3.3.1 Đánh giá ảnh hưởng độc tính Cr(VI) đến quá trình bùn hoạt tính 29

3.3.2 Đánh giá ảnh hưởng độc tính Zn(II) đến quá trình bùn hoạt tính 30

CHƯƠNG 4 KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 33

4.1 Ảnh hưởng độc tính của crôm(VI) lên bùn hoạt tính 33

4.1.1 Crôm(VI) ảnh hưởng đến tốc độ hô hấp của bùn hoạt tính 33

4.1.2 Crôm(VI) ảnh hưởng đến tỉ lệ các thành phần COD của nước thải nghiên cứu 39

4.2 Ảnh hưởng độc tính của kẽm(II) lên bùn hoạt tính 41

4.2.1 Zn(II) ảnh hưởng đến tốc độ hô hấp của bùn hoạt tính 41

4.2.2 Zn(II) ảnh hưởng đến tỉ lệ các thành phần COD của nước thải nghiên cứu 47

KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ 49

TÀI LIỆU THAM KHẢO 51 PHỤ LỤC

DANH MỤC CÁC TỪ VIẾT TẮT

BOD Biochemical Oxygen Demand Nhu cầu oxy sinh hóa

COD Chemical Oxygen Demand Nhu cầu oxy hóa học

EC50 Effective Concentration Nồng độ chất độc ảnh hưởng đến

50% một phản ứng đặc biệt nào đó F/M Food/Microorganism Thức ăn/Vi sinh vật

IC50 Concentration at which percentage

inhibition showed 50%

Nồng độ mà phần trăm ức chế bằng 50%

MLSS Mixed Liquor Volatile Suspended

Solids

Chất rắn lơ lửng trong hỗn hợp bùn hoạt tính và nước thải

MLVSS Mixed Liquor Volatile Suspended

Solids

Chất rắn lơ lửng bay hơi trong hỗn hợp bùn hoạt tính và nước thải Non-COD Non- Biodegradable Chemical

Oxygen Demand

Nhu cầu oxy hóa học không phân hủy sinh học

hủy sinh học

OURad Additional Oxygen Uptake Rate Tốc độ hô hấp bổ sung chất độc OURb Oxygen Uptake Rate of the Blank Tốc độ hô hấp của mẫu đối chứng

OURe Endogenous Oxygen Uptake Rate Tốc độ hô hấp nội bào

OURex Exogenous Oxygen Uptake Rate Tốc độ hô hấp ngoại bào

OURm Medium Oxygen Uptake Rate Tốc độ hô hấp trung bình

OURmax Maximum Oxygen Uptake Rate Tốc độ hô hấp cực đại

OURt Total Oxygen Uptake Rate Tốc độ hô hấp tổng

phân hủy sinh họcrbCOD Readily Biodegradable Chemical

nồng độ bùn hoạt tính ban đầu VSS Volatile Suspended Solids Chất rắn lơ lửng bay hơi

DANH MỤC BẢNG BIỂU

Bảng 3.1 Thành phần và tính chất nước thải đầu vào của KCN Tân Bình 25

Bảng 3.2 Thành phần và tính chất bùn hoạt tính của KCN Tân Bình 26

Bảng 3.3 Các thông số ở thí nghiệm 1 27

Bảng 3.4 Các thông số ở thí nghiệm 2 28

Bảng 3.5 Các điều kiện thí nghiệm trước 29

Bảng 3.6 Phương pháp phân tích các chỉ tiêu phục vụ cho nghiên cứu 31

Bảng 4.1 Thời gian tiêu thụ chất hữu cơ ở thí nghiệm 1 36

Bảng 4.2 Thời gian tiêu thụ chất hữu cơ ở thí nghiệm 2 44

DANH MỤC HÌNH VẼ

Hình 2.1 Tốc độ hô hấp ứng với tỉ số F/M (Emaka và cộng sự, 1986) 5

Hình 2.2 Mối quan hệ giữa tăng trưởng, hô hấp và phân hủy sinh học của VSV dị dưỡng (Davies và Murdoch, 2002) 6

Hình 2.3 Mối quan hệ giữa tốc độ tiêu thụ oxy và phân hủy sinh học amonia của VSV nitrate (Davies và Murdoch, 2002) 7

Hình 2.4 Giản đồ biểu diễn quá trình hô hấp điển hình (Cech và cộng sự, 1985) 8

Hình 2.5 Bộ máy Sapromat (Ros, 1993) 10

Hình 2.6 Sơ đồ hô hấp kế Warburg (Ros, 1993) 11

Hình 2.7 Hô hấp kế HACH (Ros, 1993) 12

Hình 2.8 Mô hình hô hấp kế dạng mẻ (Ros, 1993) 13

Hình 2.9 Mô hình hô hấp kế dạng liên tục (Ros, 1993) 13

Hình 2.10 Sự thay đổi OUR trong hô hấp kế (Ekama và cộng sự, 1986) 14

Hình 3.1 Sơ đồ thí nghiệm 22

Hình 3.2 Mô hình hô hấp kế (Respirometer) 23

Hình 4.1 OUR tương ứng với các nồng độ Cr(VI)) 33

Hình 4.2 Đường cong của OURmax ở thí nghiệm 1 34

Hình 4.3 Thời gian tiêu thụ chất hữu cơ ứng với nồng độ Cr(VI) là 3mg/l và 20mg/l 35

Hình 4.4 Sự ức chế đến quá trình hô hấp biến thiên theo nồng độ Cr(VI) 36

Hình 4.5 Sự ảnh hưởng của Cr(VI) đến tốc độ tăng trưởng riêng cực đại 37

Hình 4.6 Sự ức chế đến quá trình tăng trưởng biến thiên theo nồng độ Cr(VI) 38

Hình 4.7 Các thành phần COD biến thiên theo nồng độ Cr(VI) (giá trị trung bình)

39

Hình 4.8 Ảnh hưởng của Cr(VI) đến COD còn lại sau thời gian tiêu thụ chất hữu cơ 40

Hình 4.9 OUR ứng với các nồng độ kẽm(II) 41

Hình 4.10 Đường cong của OURmax ở thí nghiệm 2 42

Hình 4.11 Thời gian tiêu thụ chất hữu cơ ứng với nồng độ Zn(II) là 5mg/l và 25mg/l 43

Hình 4.12 Sự ức chế của quá trình hô hấp biến thiên theo nồng độ Zn(II) 44

Hình 4.13 Sự ảnh hưởng của Zn(II) đến tốc độ tăng trưởng riêng cực đại 45

Hình 4.14 Sự ức chế đến quá trình tăng trưởng biến thiên theo nồng độ Zn(II) 46

Hình 4.15 Các thành phần COD biến thiên theo nồng độ Zn(II) (giá trị trung bình)

47

Hình 4.16 Ảnh hưởng của kẽm(II) đến COD còn lại sau thời gian oxy hóa chất hữu cơ 48

CHƯƠNG 1 MỞ ĐẦU

Trong tình hình các ngành công nghiệp phát triển mạnh mẽ như ngày nay, chất lượng nước thải ngày càng xấu và nhiễm bẩn nặng hơn là điều không thể tránh khỏi Đặc biệt trong đó là các ngành công nghiệp nặng sử dụng nhiều kim loại làm nguyên liệu trong công nghệ sản xuất như crôm, kẽm; thường gặp trong môi trường

ở trạng thái ôxi hóa là crôm(III), crôm(VI) và kẽm(II) Các kim loại này được sinh

ra bởi nguồn thải từ xưởng xi mạ, tráng tôn, luyện thép, mạ crôm, thuộc da và sản xuất hóa chất, v.v đầu ra của dây chuyền sản xuất sẽ là nguồn nước thải có chứa kim loại nặng này

Việc gia tăng khuynh hướng kết hợp nước thải công nghiệp với nước thải đô thị trong các trạm xử lý chất thải làm tăng khả năng nhiễm bẩn của ion kim loại trong dòng vào Mặc dù các cơ chế mà kim loại nặng ảnh hưởng đến quá trình xử lý sinh học không được xác định rõ, nhưng các kim loại nặng khác nhau có nồng độ tương đối thấp có thể kích thích các hệ thống sinh học, và khi nồng độ tăng lên một phần

có thể làm giảm hiệu quả của hệ thống xử lý

Trong quá trình vận hành các công trình xử lý sinh học cần phải có quá trình giám sát chất lượng nước thải sau khi qua công trình xử lý sinh học, cũng như chất lượng bùn hoạt tính được sử dụng trong quá trình

Phương pháp đo tốc độ hô hấp của vi sinh vật được sử dụng hiệu quả trong việc đánh giá nhanh ảnh hưởng của độc tố lên vi sinh vật trong bùn, phục vụ cho việc xử

lý nước thải nghiên cứu trong điều kiện thực tế ở Việt Nam

Với đề tài “Ứng dụng hô hấp kế để đánh giá độc tính của crôm(VI) và kẽm(II) đến quá trình bùn hoạt tính” được thực hiện nhằm tìm ra ảnh hưởng của crôm(VI)

và kẽm(II) như thế nào đến quá trình xử lý sinh học bằng bùn hoạt tính

1.2 MỤC TIÊU NGHIÊN CỨU

Đánh giá ảnh hưởng độc tính của Cr(VI) và Zn(II) đến quá trình bùn hoạt tính bằng phương pháp hô hấp kế

- Nghiên cứu được tiến hành trong quy mô phòng thí nghiệm

- Thí nghiệm được thực hiện ở nhiệt độ từ 28 – 300C

- Mô hình dùng để nghiên cứu là mô hình hô hấp kế dạng mẻ (Batch Respirometer) có thể tích là 1,9lít

- Nước thải thí nghiệm là nước thải của khu công nghiệp (KCN) Tân Bình

- Bùn hoạt tính lấy từ bể sinh học luân phiên theo mẻ (SBR) của nhà máy xử

lý nước thải tập trung của KCN Tân Bình

- Xác định các thành phần COD (dễ phân hủy sinh học và khó phân hủy sinh học) của nước thải dựa vào tốc độ hô hấp của bùn hoạt tính

- Đánh giá mức độ ảnh hưởng của crôm(VI) ở các nồng độ: 3mg/l, 5mg/l, 10mg/l, 15mg/l, 20mg/l và mức độ ảnh hưởng của kẽm(II) ở nồng độ: 5mg/l, 10mg/l, 15mg/l, 20mg/l và 25mg/l đến quá trình bùn hoạt tính

1.5.1 Ý nghĩa khoa học

Với ứng dụng của mô hình hô hấp kế, thông qua những biến đổi về DO tiêu thụ, xác định được các thành phần phân huỷ sinh học của COD dựa vào tốc độ hô hấp của bùn hoạt tính, đồng thời đánh giá mức độ ảnh hưởng của crôm(VI) và kẽm(II) đến quá trình bùn hoạt tính

1.5.2 Ý nghĩa thực tiễn

- Qua mô hình hô hấp kế, việc ảnh hưởng của crôm(VI) và kẽm(II) lên quá trình bùn hoạt tính được xác định một cách chính xác, nhanh chóng

- Kết quả thực nghiệm thu được có thể kiểm soát cho các công trình xử lý sinh học của các nhà máy có thành phần, tính chất nước thải tương tự, và có thể tham khảo để nghiên cứu cho các kim loại nặng khác

- Việc kết hợp công nghệ sinh học với mô hình hô hấp kế sẽ được ứng dụng rộng rãi trong lĩnh vực xử lý nước thải với phạm vi áp dụng ngày một lớn hơn Việc kết hợp này như một công cụ hữu hiệu giúp nâng cao, ổn định hiệu suất xử lý các công trình sinh học, giải quyết triệt để hơn bài toán giảm thiểu

ô nhiễm môi trường

Trên cơ sở kế thừa những nghiên cứu đã thực hiện trên thế giới và nghiên cứu của tác giả Võ Minh Sang (2011) – Trường đại học Bách Khoa – Đại học Quốc gia TP.HCM, luận văn tiếp tục phát triển và nghiên cứu rộng hơn trên đối tượng nước thải có chứa crôm(VI) và kẽm(II) bằng ứng dụng hô hấp kế để đánh giá độc tính của crôm(VI) và kẽm(II) đến quá trình bùn hoạt tính

Về cơ bản quá trình này bao gồm xử lý hiếu khí để oxy hóa chất hữu cơ thành CO2,

H2O, và sinh khối tế bào Không khí được cung cấp bằng việc thông khí khuếch tán hoặc cơ học Tế bào vi sinh tạo thành những bông được lắng ở bể lắng

Hai mục đích của hệ thống bùn hoạt tính là oxy hóa những chất hữu cơ có thể phân hủy trong bể hiếu khí (chất hữu cơ hòa tan được chuyển thành sinh khối tế bào mới)

và kết bông, nghĩa là tách những sinh khối mới tạo thành ra khỏi nước thải đầu ra

2.1.2 Tỉ số F/M trong quá trình bùn hoạt tính

Theo Emaka và cộng sự (1986), với cùng thể tích mẫu thí nghiệm như nhau, khi tỉ

số F/M bị thay đổi sẽ không làm thay đổi giá trị tốc độ hấp thụ oxy (OUR), nhưng dạng đường cong biểu diễn OUR sẽ bị thay đổi Nếu tỉ số F/M quá thấp (hàm lượng COD thấp và VSS cao), hình dạng đường cong biểu diễn OUR sẽ nhọn và hẹp; đó

là do lượng COD dễ phân hủy được tiêu thụ một cách nhanh chóng Ngược lại, nếu

tỉ số F/M quá cao, dạng đường cong biểu diễn OUR theo thời gian sẽ thấp và rộng; như vậy sẽ rất khó xác định được trên đồ thị thời điểm COD dễ phân hủy sinh học

được tiêu thụ hết Tỉ số F/M sử dụng cho thí nghiệm là từ 0,01 - 0,2 (Sperandio và

Etienne, 2000) Tỉ số F/M được thể hiện qua Hình 2.1

Hình 2.1 Tốc độ hô hấp ứng với tỉ số F/M (Emaka và cộng sự, 1986)

2.2.1 Hô hấp của vi sinh vật

Phương pháp đo tốc độ hô hấp của VSV dựa trên nguyên tắc đo tốc độ tiêu thụ oxy của quá trình sinh học hiếu khí ở một điều kiện thí nghiệm xác định Việc đo tốc độ tiêu thụ oxy bằng cách đo độ tụt giảm hàm lượng oxy hoà tan trong môi trường pha lỏng do VSV tiêu thụ oxy Phương pháp đo hô hấp VSV có thể dùng để nghiên cứu những quá trình sinh học có sự thay đổi nồng độ oxy nhạy đến 10ppb và phương pháp này cũng có thể dùng để xác định các thành phần hữu cơ phân hủy sinh học trong nước thải (Vanrolleghem và cộng sự, 1999)

Dựa vào khả năng dinh dưỡng, VSV được chia thành VSV tự dưỡng và VSV dị dưỡng VSV tự dưỡng chủ yếu là các VSV nitrate, và VSV dị dưỡng bao gồm vi khuẩn, nấm và protozoa VSV dị dưỡng sử dụng nguồn carbon hữu cơ để duy trì sự sống và tăng sinh khối, chúng oxy hoá những phân tử carbon hữu cơ đơn giản và

hô hấp, tăng trưởng và tiêu thụ carbon (phân hủy sinh học) được thể hiện trong Hình 2.2 (Davies và Murdoch, 2002)

Hình 2.2 Mối quan hệ giữa tăng trưởng, hô hấp và phân hủy sinh học của VSV dị

dưỡng (Davies và Murdoch, 2002 )

Khi tốc độ hô hấp (A) được xác định thì (A) có thể dự đoán được lượng carbon hữu

cơ (B) đang được sử dụng để cung cấp năng lượng Năng lượng cần cho quá trình

hô hấp này cũng tỉ lệ với lượng carbon hữu cơ (C) được tiêu thụ để tăng sinh khối

Do đó, qua tốc độ hô hấp cũng có thể dự đoán được carbon hữu cơ (C) Lượng carbon hữu cơ (B) và (C) là tổng lượng carbon hữu cơ mà VSV đã sử dụng và cũng chính là tốc độ phân hủy sinh học Như vậy, qua tốc độ hô hấp (A) có thể dự đoán lượng carbon hữu cơ (B) và (C) và cũng có thể được sử dụng để dự đoán tỷ lệ phân hủy sinh học (Davies và Murdoch, 2002)

VSV nitrat, chủ yếu là Nitrosomonas và Nitrobacter, oxy hóa amoniac thành nitrite

và sau đó thành nitrate Các giai đoạn được thể hiện như sau:

Quá trình này không đúng về hô hấp Hô hấp thật sự chỉ được hiển thị bởi các VSV

dị dưỡng Hô hấp liên quan đến sự phá vỡ các phân tử carbon hữu cơ đơn giản, và

Năng lượng cho

sự tăng trưởng

Carbon hữu cơ +

Quá trình hô hấp (A)

Năng lượng duy trì sự sống

Carbon hữu cơ

(B)

Carbon hữu cơ

(C)

Tổng lượng carbon hữu

cơ tiêu thụ

(phân hủy sinh học)

NO2- + O2

sản phẩm cuối cùng là carbon dioxide và nước Tuy nhiên, tốc độ hấp thu oxy được kết hợp bởi cả hai loài VSV, thường được xem như là tốc độ hô hấp của bùn hoạt tính Cả hai quá trình có điểm chung là sản sinh ra năng lượng Một vài năng lượng này được sử dụng trong việc duy trì sự sống cho VSV Mối quan hệ giữ tốc độ tiêu thụ oxy và quá trình phân hủy sinh học của amonia được thể hiện ở Hình 2.3 (Davies và Murdoch, 2002)

Hình 2.3 Mối quan hệ giữa tốc độ tiêu thụ oxy và phân hủy sinh học amonia của

VSV nitrate (Davies và Murdoch, 2002 )

Hình 2.2 và Hình 2.3 cho thấy vai trò chính của tốc độ hô hấp trong quá trình phân hủy hiếu khí Ở VSV dị dưỡng, hợp chất độc hại trong nước thải có thể ức chế đến quá trình tăng trưởng hoặc hô hấp Nếu quá trình tăng trưởng bị ức chế, nhu cầu về năng lượng và tốc độ hô hấp sẽ giảm Lượng carbon hữu cơ cho quá trình hô hấp và quá trình tăng trưởng giảm dẫn đến quá trình phân hủy sinh học giảm Ngược lại, nếu độc tố ức chế quá trình hô hấp, lượng carbon cho quá trình hô hấp sẽ bị giảm, dẫn đến giảm quá trình phân hủy sinh học giảm Năng lượng cung cấp cho quá trình

hô hấp giảm sẽ dẫn đến tốc độ tăng trưởng giảm, và vì thế tốc độ hấp thu carbon hoặc phân hủy sinh học giảm Như vậy, chất độc hại ức chế đến tốc độ hô hấp và tốc độ phân hủy sinh học Bên cạnh đó, VSV nitrate cũng dễ bị ức chế bởi các chất độc hại Ở Hình 2.3 cho thấy sự tăng trưởng hay năng lượng được tạo ra trongquá

NO3

CO2

NH3

Phân hủy sinh học

Năng lượng duy trì sự sống

Năng lượng cho

sự tăng trưởng

Carbon hữu cơ

trình phản ứng oxy hóa bị ức chế sẽ dẫn đến tốc độ hấp thu oxy và tốc độ phân hủy sinh học của amoniac giảm (Davies và Murdoch, 2002)

Một quá trình hô hấp điển hình được thể hiện ở Hình 2.4 (Cech và cộng sự, 1985)

Hình 2.4 Giản đồ biểu diễn quá trình hô hấp điển hình (Cech và cộng sự, 1985)

Trong suốt giai đoạn hô hấp nội bào (không có sự hiện diện của cơ chất trong pha lỏng), VSV dị dưỡng tiêu thụ oxy với tốc độ không đổi theo đường thẳng AB-C (Hình 2.4) Ở thời điểm B, một lượng nhỏ cơ chất được bơm vào mô hình thí nghiệm, khi đó tốc độ hô hấp sẽ tăng lên, biểu diễn bởi đường B-D tiếp tuyến với đường cong B-E Khi hàm lượng cơ chất giảm dần theo thời gian, tốc độ hô hấp cũng giảm dần Đến khi hàm lượng cơ chất trong mô hình thí nghiệm được chuyển hóa hết thì quá trình hô hấp cũng quay trở lại tốc độ hô hấp không đổi theo đường thẳng D-E tương tự như quá trình hô hấp nội bào ban đầu Khi liều lượng cơ chất được tiêu thụ hoàn toàn, có thể tiếp tục đưa một liều lượng cơ chất mới vào mô hình thí nghiệm và vẽ giản đồ hô hấp tiếp theo Từ giản đồ hô hấp ghi nhận được, xác định tốc độ hô hấp nội bào (OURe), tổng tốc độ hô hấp (OURt) và lượng oxy tiêu thụ (OC) tương ứng trên đoạn thẳng CE (Cech và cộng sự, 1985)

2.2.2 Các mô hình hô hấp kế đo tốc độ tiêu thụ oxy

Các thiết bị đo hô hấp của bùn hoạt tính dựa trên sự thay đổi nồng độ oxy hòa tan trong hệ thống Sự thay đổi oxy hòa tan trong hệ thống gây nên sự thay đổi các yếu

tố khác như hô hấp của bùn hoạt tính (tốc độ hấp thụ oxy của bản thân VSV - hô hấp nội bào - endogenous oxygen uptake rate) và hấp thu cơ chất trong nước thải (tốc độ hấp thụ oxy ngoại sinh - hô hấp ngoại bào - exogenous oxygen uptake rate) (Ros, 1993)

Mô hình hô hấp kế là công cụ hữu ích được sử dụng trong nghiên cứu nước ô nhiễm

từ khá sớm Một số mô hình ứng dụng hô hấp thực hiện bởi Jenkins (1960), Montgomery (1967), Steinecke (1976), Heddle (1980), v.v hầu hết nghiên cứu để xác định BOD Trong thời gian gần đây, nhiều loại hô hấp kế được sử dụng để đo

và phân tích các thành phần nước thải, bùn hoạt tính, và động học phân hủy sinh học của thành phần nước thải trong bùn hoạt tính lơ lửng, v.v (Ros, 1993)

Thiết bị đo quá trình hô hấp có thể chia thành 2 nhóm, đó là hô hấp kế dạng kín và

Hình 2.5 Bộ máy Sapromat (Ros, 1993)

Ø Hô hấp kế đo áp

Hô hấp kế đo áp xác định sự tiêu thụ oxy bằng cách đo sự thay đổi áp suất trong điều kiện thể tích không đổi, như hô hấp kế Warburg ở Hình 2.6 Phương pháp Warburg dựa trên nguyên tắc thay đổi áp suất của mẫu nước thải hô hấp trong không khí khép kín ở điều kiện nhiệt độ không đổi và lượng oxy sử dụng được xác định Việc sử dụng oxy trong một khoảng thời gian được xác định bằng sự sụt giảm

áp suất trong thiết bị với thể tích không đổi Lượng CO2 sinh ra được hấp thu trong dung dịch KOH, nên áp suất giảm đo được lượng oxy tiêu thụ (Ros, 1993)

Mẫu bùn hoạt tính lơ lửng chứa trong thiết bị Warburg có thêm KOH để hấp thụ

CO2 Thiết bị Warburg được kết nối với áp kế Nhiệt độ trong thiết bị được duy trì

ổn định ở 20°C Lượng oxy tiêu thụ được xác định và tính toán thông qua sự thay đổi áp suất trong thiết bị Thể tích mẫu có thể dao động từ vài ml đến 30ml Áp kế chứa dung dịch lỏng là Brodie (thay vì thủy ngân) bởi vì chất lỏng này có cùng thể tích ở nhiệt độ từ 5° đến 50°C Điều này rất quan trọng bởi vì việc thay đổi áp suất phải được đo trong điều kiện thể tích không đổi (Ros, 1993)

Hình 2.6 Sơ đồ hô hấp kế Warburg (Ros, 1993)

Ø Hô hấp kế kết hợp

Hô hấp kế kết hợp đo sự khác nhau về áp suất ở điều kiện áp suất và thể tích thay đổi trong hệ thống Hô hấp kế điển hình cho loại này là hô hấp kế HACH Trong hô hấp kế HACH, mẫu bùn hoạt tính (hoặc cơ chất) được đo chứa trong chai có kết nối với áp kế thủy ngân đóng (Hình 2.7) Phía trên mẫu là một lượng không khí (lượng khí này chiếm 21% thể tích) Sau một khoảng thời gian, DO được tiêu thụ Lượng khí có trong chai kín sẽ bổ sung phần DO được tiêu thụ này, kết quả là đo được sự sụt giảm áp suất trong chai thông qua mức thủy ngân dâng lên, từ đó xác định được lượng O2 (Ros, 1993)

Gần đây, các hô hấp kế được sử dụng để đo thành phần hữu cơ dễ phân hủy sinh học của chất nền hoặc nước thải trong bùn hoạt tính Với những thiết bị này, thể tích mẫu không phải là yếu tố chính, tuy nhiên phải đạt yêu cầu, thể tích thiết bị đủ lớn

để thích nghi bùn hoạt tính (MLSS cần xáo trộn đều), và bổ sung thêm cơ chất hoặc nước thải vào (Ros, 1993) Có thể chia hô hấp kế dạng hở làm hai loại là hô hấp kế dạng mẻ và hô hấp kế liên tục

Ø Hô hấp kế dạng mẻ

Hình 2.8 Mô hình hô hấp kế dạng mẻ (Ros, 1993)

Ø Hô hấp kế dạng liên tục

2.2.3 Xác định thành phần COD bằng phương pháp đo tốc độ hô hấp

Thí nghiệm theo mô hình Ekama (1986), cho một thể tích nước thải có tổng hàm lượng COD đã biết trộn lẫn với một lượng bùn hoạt tính tạo thành một hỗn dịch có hàm lượng MLVSS xác định trong một bể phản ứng Sau khi được trộn lẫn, tốc độ

hô hấp được ghi nhận với tần suất từ 5 đến 10 phút trên một giá trị cho đến khi tốc

độ hô hấp đạt đến giá trị không đổi, xấp xỉ với tốc độ hô hấp của giai đoạn hô hấp nội bào Hình 2.10 biểu diễn đường cong OUR theo thời gian

Hình 2.10 Sự thay đổi OUR trong hô hấp kế (Ekama và cộng sự, 1986)

Trong đó:

- Vùng A: Biểu thị hàm lượng COD dễ phân hủy sinh học

- Vùng B: Biểu thị hàm lượng COD khó phân hủy sinh học

- Vùng C: Biểu thị hàm lượng oxy cần cho quá trình nitrate hóa xảy ra trong dung dịch thí nghiệm

- OUR theo đường e: Giai đoạn hô hấp nội bào, khi trên 95% cơ chất trong dung dịch đã được tiêu thụ

- OUR theo đường g: Biểu thị tốc độ hô hấp cực đại ở đầu giai đoạn thí nghiệm

- T: Thời gian tại đó tốc độ hô hấp của quá trình bằng tốc độ hô hấp nội bào Quá trình oxy hóa cơ chất, tổng tốc độ hô hấp OURt được tính theo công thức

OUR = OUR + OUR (Spanjers, 1993) (2.1) Trong đó:

- OURex: tốc độ hô hấp ngoại bào, mg O2/mg VSS.h

- OURe: tốc độ hô hấp nội bào, mg O2/mg VSS.h

Công thức tính OUR tổng quát:

(t − t ) × MLVSS (OECD, 2010) (2.2)Trong đó:

- OUR: tốc độ tiêu thụ oxy, mgO2/gVSS.phút

- DO1, mg/l: nồng độ oxy tương ứng tại thời điểm t1, phút

- DO2, mg/l: nồng độ oxy tương ứng tại thời điểm t2, phút

Hệ số sản lượng Y được tính như sau:

Y =1f 1 −OCS (Ekama và cộng sự, 1986) (2.3)

Trong đó:

- f : tỉ số mgCOD/mgVSS của bùn, f =1,48 (Ekama và cộng sự, 1986)

- Y : hệ số sản lượng, mgVSS/mgCOD được tiêu thụ

- S : hàm lượng cơ chất, mgCOD/l

- OC: tổng hàm lượng oxy đã tiêu thụ, mgO2 OC là diện tích giới hạn bởi đường cong biểu diễn OUR và đường thẳng biểu diễn tốc độ hô hấp nội bào (OC = vùng A + vùng B)

Từ số liệu thí nghiệm đo tốc độ hô hấp, thành phần COD dễ phân hủy sinh học và thành phần COD khó phân hủy sinh học được tính toán theo công thức (2.4) và (2.5) (Ekama và cộng sự, 1986)

% COD dễ phân hủy =(1 − Y) × CODO × V × V × 100 (Ekama, 1986) (2.4)

% COD khó phân hủy = (1 − Y) × CODO × V × V × 100 (Ekama, 1986) (2.5)

Trong đó:

- OSS : lượng oxy tiêu thụ để oxy hoá COD dễ phân hủy sinh học, mgO2

- OXS : lượng oxy tiêu thụ để oxy hóa COD khó phân hủy sinh học, mgO2

- V : thể tích mô hình thí nghiệm (bình phản ứng), V =1,9l

- Vm : thể tích mẫu nước thải, ml

- CODT: hàm lượng COD đầu vào của mẫu nước thải, mg/l

TÍNH

2.3.1 Nguồn gốc và dạng tồn tại

Ô nhiễm môi trường nước bởi kim loại nặng do hoạt động khai thác mỏ, công nghiệp mạ, luyện kim, giao thông vận tải, hoạt động sản xuất và tái chế kim loại nặng tại các làng nghề ở nước ta đang là vấn đề rất bức xúc Vì kim loại nặng là chất độc chính gây ảnh hưởng xấu cho xử lý sinh học Nguồn gốc các kim loại nặng trong các công trình xử lý nước thải là từ nước thải công nghiệp và nước mưa đô thị Một số kim loại nặng gây ô nhiễm chính là cadmium (Cd), crôm (Cr), chì (Pb), thủy ngân (Hg), bạc (Ag), kẽm (Zn), v.v Kim loại nặng gây độc chủ yếu ở dạng hòa tan

Crôm: là một kim loại xuất hiện trong tự nhiên và thường được tìm thấy trong đất,

đá, thực vật, bụi núi lửa, động vật và con người Crôm ô nhiễm nước thải là do bắt nguồn từ các ngành công nghiệp thuộc da, mạ điện, bảo quản gỗ, dệt may, và các cơ

sở chế biến bột giấy, v.v Hai hình thức tồn tại của crôm là crôm hóa trị ba Cr(III)

và crôm hóa trị sáu Cr(VI) Cr(VI) là chất oxy hóa mạnh và độc, nồng độ trong nguồn nước tự nhiên tương đối thấp vì rất dễ bị khử bởi các chất hữu cơ Cr(III) hầu như không độc, thường tồn tại ở dạng Cr3+ trong môi trường acid nhưng trong môi trường kiềm thường tồn tại ở dạng hydroxit Cr(OH)3 hoặc ion Cr(OH)4 -

Kẽm: các quặng kẽm quan trọng nhất bao gồm kẽm sunfua (ZnS) và kẽm cacbonat (ZnCO3) Kẽm được tìm thấy trong nước ở những nơi nào có chứa các loại quặng của kẽm Khoảng ba phần tư tổng nguồn cung cấp kẽm được sử dụng ở dạng kim loại Phần còn lại được sử dụng như các hợp chất kẽm khác nhau trong các ngành công nghiệp khác nhau Kẽm tồn tại trong nước là do từ các ngành công nghiệp mạ, sản xuất pin, dầu hắc ín, sơn, phân bón, thuốc diệt nấm và thuốc trừ sâu, v.v Kẽm

rò rỉ từ đường ống kẽm và ống dẫn nước mưa, lốp xe có chứa kẽm và dầu động cơ, kẽm có thể được phát ra từ bãi chôn lấp chất thải hóa chất, hoặc từ vữa nạo vét, v.v Kẽm thường tồn tại trong tự nhiên ở dạng hóa trị hai Zn(II)

2.3.2 Khả năng gây độc của kim loại nặng

Nhiều kim loại nặng có tác dụng gây độc đối với hệ vi sinh vật của bùn hoạt tính, ảnh hưởng đến hoạt động sống, thậm chí còn làm chúng chết Các kim loại thường

ở dạng muối vô cơ Hầu hết các kim loại nặng xâm nhập vào bùn hoạt tính ở dạng hòa tan như oxit kim loại hay dưới dạng các ion tự do Khi các kim loại này hấp thụ vào bề mặt của tế bào vi khuẩn, một vài phản ứng hóa học và lý học sẽ xảy ra Sự hiện diện của các kim loại này ở tế bào vi khuẩn sẽ làm bông bùn nặng hơn Một vài kim loại nặng hấp thụ vào trong tế bào vi khuẩn, chúng sẽ tấn công các enzyme Điều này thường xảy ra ở vị trí nhóm thiol (-SH) trong các amino acid Khi các enzyme bị tấn công sẽ làm trì trệ hoạt động của các vi khuẩn Kim loại nặng không chỉ tấn công vi khuẩn mà còn tấn công trùng tiên mao, trùng bánh xe, v.v Việc này dẫn tới làm giảm hoạt động của các VSV và chúng bị rửa trôi nhiều ở dòng ra

hiện diện của kim loại nặng khi bùn phát triển phân tán, giảm mật độ hay thay đổi hình dạng bông bùn, thay đổi hoạt động và số lượng trùng tiên mao Chỉ thị sinh học chính là sự tăng nồng độ oxy hòa tan trong bể sục khí Ngoài ra, có thể dùng chỉ thị hóa học như phân tích thành phần amoni, nitrite và orthophophat trong nước Kim loại nặng trong nước thải ức chế hoạt động của những vi khuẩn khử cacbon BOD và nitơ BOD Khi có sự hiện diện của các kim loại nặng độc hại trong nước, các vi khuẩn chỉ khử một lượng nhỏ cacbon BOD và sử dụng một lượng nhỏ nitơ và photpho Vì thế nồng độ các ion amoni và orthophotphat trong nước thải sẽ cao Do các vi khuẩn nitrate hóa bị ức chế bởi các kim loại nặng, quá trình nitrate hóa sẽ bị chậm lại Nếu quá trình nitrate hóa bị chậm lại hay ngừng hẳn, sẽ xảy ra sự tích lũy

của các ion nitrite Vi khuẩn Nitrosomonas chuyển hóa amoni thành nitrite chịu được kim loại nặng tốt hơn Nitrobacter – vi khuẩn chuyển hóa nitrite thành nitrate,

cho nên nước thải đầu ra có nồng độ các ion nitrite cao trong khi nồng độ các ion nitrate thì thấp Khi quá trình nitrate hóa bị ngừng hẳn, amoni không bị oxy hóa trong bể sục khí và được thải ra ngoài Quá trình khử BOD bị ngưng trệ thì oxy sẽ không được sử dụng cho các hoạt động của VSV, khi đó nồng độ oxy trong bể aeroten sẽ cao

Crôm có thể có tác động tiêu cực trên các hệ thống bùn hoạt tính nếu nồng độ của kim loại có mặt trong nước thải đủ cao Độc tính của crôm làm giảm sự đa dạng của VSV trong bùn hoạt tính Khi nồng độ crôm trong nước thải cao có thể làm giảm một lượng lớn VSV dạng sợi và quá trình nitrate hóa Nhưng với liều lượng thấp,

crôm không ảnh hưởng đến các VSV như γ-Protebacteria và ciliates dạng bơi tự

do Những VSV này có thể hỗ trợ trong quá trình loại bỏ crôm trong bùn hoạt tính (Jennifer Merical, 2007) Kẽm không được xem là chất gây nguy hiểm nhưng một

số hợp chất kẽm như kẽm arsenate và kẽm cyanide, có thể là cực kỳ nguy hiểm

2.4 TÌNH HÌNH NGHIÊN CỨU TRONG VÀ NGOÀI NƯỚC

2.4.1 Tình hình nghiên cứu trong nước

Phượng (2005) áp dụng phương pháp đo tốc độ hô hấp xác định các thành phần

COD và thông số động học quá trình bùn hoạt tính của một số loại nước thải Nghiên cứu được tiến hành trên hai loại nước thải: dệt nhuộm và rỉ rác Kết quả cho thấy nước thải dệt nhuộm từ công ty Dệt may Sài Gòn Joubo, có thành phần COD

dễ phân hủy sinh học từ 2 - 9%, thành phần khó phân hủy sinh học từ 19 - 26%, thành phần không phân hủy sinh học từ 65 - 80% và hệ số sản lượng Y bằng 0,577mgVSS/mgCOD tiêu thụ Nước thải rỉ rác từ bãi rác Gò Cát tại hồ chứa tập trung, có thành phần COD dễ phân hủy sinh học từ 15 - 30%, thành phần khó phân hủy sinh học từ 10 - 22%, thành phần không phân hủy sinh học từ 55 - 62% và hệ

số sản lượng Y = 0,568 mgVSS/mgCOD tiêu thụ

Sang (2011) áp dụng phương pháp đo tốc độ hô hấp xác định thông số động học

bùn hoạt tính cho một số nước thải công nghiệp cho kết quả như sau: Nước thải KCN Tân Bình, nước thải cao su Bến Súc và nước thải giấy Suối Sao có thành phần

dễ phân huỷ sinh học (rbCOD) lần lượt là 30,9%; 21,7% và 16%; thành phần khó phân huỷ sinh học (sbCOD) lần lượt là 47%; 50,6% và 34%; và thành phần không phân huỷ sinh học (non-COD) lần lượt là 22,1%; 27,7% và 50% Hệ số sản lượng (Y) của nước thải KCN Tân Bình và nước thải giấy Kraft Vina lần lượt là 0,51 và 0,49

Đối với đề tài liên quan đến đánh giá ảnh hưởng của kim loại nặng đến tốc độ hô hấp của bùn hoạt tính thì vẫn chưa có nhiều nghiên cứu trong nước

2.4.2 Tình hình nghiên cứu ngoài nước

Trên thế giới đã có nhiều nghiên cứu về ảnh hưởng của Cr(VI) lên bùn hoạt tính nhưng ở các khía cạnh khác nhau Dưới đây là một số nghiên cứu trên thế giới:

Stasinakisa, Thomaidis et al (2003) nghiên cứu về ảnh hưởng của việc bổ sung

Cr(VI) hơn các VSV dị dưỡng Với 0,5mg/l Cr(VI) gây ức chế đáng kể đến các quá trình nitrat hóa (hiệu quả loại bỏ amonia giảm trên 74%), trong khi nồng độ Cr(VI) lớn hơn 5mg/l mới ảnh hưởng đến hiệu quả loại bỏ các chất hữu cơ Nồng độ Cr(VI) bằng 1mg/l làm rotifer trong bùn hoạt tính biến mất, trong khi nồng độ cao hơn ảnh hưởng đến sự phong phú của động vật nguyên sinh đã có mặt Những nghiên cứu về ảnh hưởng của Cr(VI) về kích thước và cấu trúc của hạt bùn hoạt tính cho thấy rằng Cr(VI) ảnh hưởng đến sự phong phú của các VSV dạng sợi Theo kết quả của việc thêm Cr(VI) vào, hệ thống thử nghiệm phát triển những hạt bùn có chứa chấm nhỏ, kết quả là quá trình lắng nghèo nàn và chất rắn bị mất đáng kể ở nước thải đầu ra bậc hai.Việc chấm dứt cho Cr(VI) vào dẫn đến phục hồi một phần quá trình nitrat hóa Sốc tải với 5mg/l Cr(VI) trong 2 ngày ảnh hưởng đến quá trình nitrat hóa, trong khi việc loại bỏ hữu cơ và lắng bùn không bị ảnh hưởng

Gikas và Romanos (2006) nghiên cứu những ảnh hưởng của Cr(VI) và Cr(III) đến

tốc độ tăng trưởng của bùn hoạt tính với một loạt các nồng độ crôm từ 0 đến 320mg/l Nồng độ Cr(VI) lên đến 25mg/l sẽ kích thích sự phát triển của VSV, trong

đó, nồng độ Cr(VI) bằng 10mg/l kích thích tăng trưởng tối đa, trong khi liều gây chết được tìm thấy là giữa 80 và 160mg/l Mặt khác, Cr(III) cũng được tìm thấy để kích thích tăng trưởng của VSV đối với nồng độ khoảng 15mg/l, với nồng độ kích thích tăng trưởng tối đa là 10mg/l, trong khi liều gây chết tìm thấy nằm giữa 160 và 320mg/l Nồng độ Cr(VI) nhỏ hơn 70mg/l dẫn đến ức chế ít đến tốc độ phát triển của bùn hoạt tính, còn nồng độ Cr(VI) cao hơn 70mg/l sẽ gây độc hại đối với sinh khối

Barth et al (1965) và Moore et al (1961) nghiên cứu về việc loại bỏ chất nền

chứng minh rằng quá trình xử lý sinh học hiếu khí có thể chịu đựng được, mà không

có thiệt hại đáng kể trong hiệu quả xử lý, với nồng độ Cr(VI) trong khoảng 10-50

mg/l Lamb và Tollefson (1973) báo cáo rằng bùn hoạt tính sốc tải khi CrO2-4 bằng

5mg/l, việc loại bỏ chất nền hữu cơ giảm 50% Trong khi Madoni et al (1999)

thông báo rằng trong 1 giờ, bùn hoạt tính tiếp xúc với Cr(VI) hòa tan ở nồng độ 83

(1995) và Stasinakis et al (2002) quan sát thấy rằng khi Cr (VI) bằng 10mg/l, tăng

trưởng của các sinh vật dị dưỡng bị ức chế đáng kể

J E Loveless and H A Painter (1968) nghiên cứu về ảnh hưởng của nồng độ ion

kim loại và pH lên sự phát triển của quá trình cô lập Nitrosomonas từ bùn hoạt tính cho thấy Zn(II) có nồng độ từ 0,08 đến 0,5mg/l sẽ gây ức chế đến sự phát triển của Nitrosomonas

Lajoie et al (2003) so sánh vi khuẩn phát quang sinh học với tốc độ hấp thụ oxy

trong bùn hoạt tính khi cho sốc tải độc chất kẽm trong hệ thống xử lý nước thải cho thấy nồng độ chất độc của kẽm EC50 ảnh hưởng đến tốc độ hấp thụ oxy trong quá trình bùn hoạt tính xấp xỉ là 58 mg/l

CHƯƠNG 3 PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

Nội dung nghiên cứu thí nghiệm được trình bày tóm tắt dưới Hình 3.1

Hình 3.1 Sơ đồ thí nghiệm

3.1.1 Thí nghiệm 1: Đánh giá độc tính của Cr(VI) đến quá trình bùn hoạt tính

Thí nghiệm được thực hiện trên mẫu nước thải KCN Tân Bình có nồng độ COD đầu vào CODT từ 300 – 350mg/l Bổ sung Cr(VI) ở các nồng độ khác nhau như 3, 5, 10,

15 và 20mg/l vào nước thải, sau đó đối chứng với mẫu nước thải không châm Cr(VI) để đánh giá độc tính của Cr(VI) đến quá trình bùn hoạt tính Từ đó cho thấy được nồng độ độc chất Cr(VI) ảnh hưởng đến tốc độ hô hấp (EC50) của bùn hoạt tính

Bổ sung Cr(VI)

Đối chứng

(không châm

Cr(VI))

Bổ sung Zn(II)

Nước thải nghiên cứu

Thí nghiệm 1

Đánh giá độc tính Cr(VI)

Thí nghiệm 2 Đánh giá độc tính Zn(II)

Đối chứng (không châm Zn(II)) 10mg/l

3mg/l

15mg/l 20mg/l

5mg/l 10mg/l

15mg/l 5mg/l

20mg/l 25mg/l

Độc tính

EC50

Độc tính

EC50

3.1.2 Thí nghiệm 2: Đánh giá độc tính của Zn(II) đến quá trình bùn hoạt tính

Mẫu nước thải ở thí nghiệm 2 tương tự như mẫu nước thải ở thí nghiệm 1 Bổ sung Zn(II) ở các nồng độ khác nhau như 5, 10, 15, 20 và 25mg/l vào nước thải, sau đó đối chứng với mẫu nước thải không châm Zn(II) để đánh giá độc tính của Zn(II) đến quá trình bùn hoạt tính Từ đó cho thấy được nồng độ độc chất Zn(II) ảnh hưởng đến tốc độ hô hấp (EC50) của bùn hoạt tính

4- Phễu châm cơ chất hoặc nước thải

5- Điện cực DO kết nối máy tính truy nhập số liệu (Điện cực DurOX 325) 6- Bình oxy nén để cung cấp khí

7- Máy khuấy từ

Mô hình thí nghiệm là bình phản ứng kín, bằng nhựa acrylic, dạng hình trụ, có thể tích hữu ích 1,9 lít, đường kính trong 190mm, bích vát kín, trên mặt bích có các lỗ gắn điện cực DO, phễu châm cơ chất, ống cấp khí, ống xả khí và nước dư Mô hình được đặt trên máy khuấy từ, tốc độ khuấy được điều chỉnh đảm bảo bùn xáo trộn hoàn toàn, tốc độ ổn định 400 vòng/phút Khí được cung cấp bởi bình oxy nén qua các đá bọt phân phối đặt dưới đáy bể

Mô hình sử dụng oxy nén cho phép nâng DO trong hỗn hợp đến độ bão hòa trong thời gian ngắn (dưới 2 phút) nhằm hạn chế số lần nâng và thời gian nâng DO khi suy giảm đến giá trị dưới 1,5mg/l Mô hình vát nghiêng 200, kín hoàn toàn để loại

bỏ yếu tố oxy xâm nhập từ mặt thoáng trong suốt quá trình đo Hỗn hợp dung dịch tháo rút sau thí nghiệm dễ dàng và lặp lại thí nghiệm nhanh chóng

Mô hình hô hấp kế được thiết kế vận hành theo mẻ, vận hành đơn giản, dễ kiểm soát các điều kiện thí nghiệm (tốc độ khuấy, tỉ lệ S0/X0, v.v…) Mô hình sử dụng bộ đầu dò DurOX 325 có độ chính xác cao, đo oxy và nhiệt độ của hỗn hợp dung dịch

Số liệu trong quá trình vận hành mô hình được thu thập bằng phần mềm MultiLab

pilot, toàn bộ dữ liệu này được lưu lại trong máy tính Sau đó được xử lý và thể hiện

dưới dạng các biểu đồ bằng phần mềm Microsoft Excel Mỗi giá trị nghiên cứu, thí

nghiệm được lặp lại ít nhất 3 lần, giúp tăng sự ổn định và chính xác của mô hình

3.2.2 Vật liệu thí nghiệm

3.2.2.1 Nước thải KCN Tân Bình

Nước thải thí nghiệm là nước thải được lấy từ nhà máy xử lý nước thải tập trung của KCN Tân Bình (gọi tắt là nước thải KCN Tân Bình) Nước thải KCN Tân Bình gồm hai nguồn chính là nước thải sản xuất của các nhà máy và nước thải sinh hoạt của

công nhân viên trong KCN Nước thải được lấy tại bể điều hòa của hệ thống xử lý nước thải hiện hữu vào thời gian từ tháng 10/2011 đến tháng 05/2012 Nước thải lấy

về được bảo quản ở nhiệt độ 4°C trong kho lưu trữ mẫu của phòng thí nghiệm khoa Môi Trường – trường Đại học Bách Khoa – Đại học Quốc Gia TP.HCM Nước thải được lắng, tách bỏ phần cặn lắng trước khi sử dụng cho mô hình thí nghiệm Thành phần và tính chất nước thải dùng trong nghiên cứu thể hiện trong Bảng 3.1

Bảng 3.1 Thành phần và tính chất nước thải đầu vào của KCN Tân Bình

Ghi chú: n là số lần lấy mẫu

Bảng 3.1 cho thấy nước thải KCN Tân Bình bị ô nhiễm hữu cơ ở mức độ trung bình, nồng độ Cr(VI) và Zn(II) thấp do đã được xử lý sơ bộ tốt tại các nguồn thải trước khi đi về trạm xử lý nước thải tập trung Với tỉ lệ BOD5/COD > 0,5 cho thấy chất phân hủy sinh học ở mức cao, thích hợp cho việc xử lý nước thải bằng phương pháp sinh học Công trình xử lý chính của KCN là bể sinh học luân phiên theo mẻ

3.2.2.2 Bùn hoạt tính

Bùn hoạt tính được lấy từ bể SBR của nhà máy xử lý nước thải tập trung của KCN Tân Bình Bùn hoạt tính được duy trì ở pH thích hợp từ 7 – 8 Thành phần và tính chất bùn hoạt tính thể hiện trong Bảng 3.2

Bảng 3.2 Thành phần và tính chất bùn hoạt tính của KCN Tân Bình

Ghi chú: n là số lần lấy mẫu

Bảng 3.2 cho thấy bùn hoạt tính dùng trong thí nghiệm hoạt động tốt MLSS cao là đặc trưng của hệ thống SBR Tỉ số MLVSS/MLSS và chỉ số SVI thể hiện bùn hoạt tính hoạt động hiệu quả và lắng tốt Theo Metcaft và Eddy (2004), bùn có hoạt tính tốt trong hệ thống sinh học hiếu khí có tỉ lệ MLVSS/MLSS trong khoảng 0,65 – 0,8

và SVI trong khoảng 80 – 150 ml/g

ở Bảng 3.3