NGHIÊN CỨU XỬ LÝ ĐẠM TRONG NƯỚC THẢI AO NUÔI THỦY SẢN (CÁ TRA (Pangasianodon hypophthalmus)) BẰNG BIỆN PHÁP SINH HỌC

i

TRƯỜNG ĐẠI HỌC CẦN THƠ
KHOA MÔI TRƯỜNG VÀ TÀI NGUYÊN THIÊN NHIÊN

CHUYÊN ĐỀ LUẬN ÁN TIẾN SĨ

NGHIÊN CỨU XỬ LÝ ĐẠM TRONG NƯỚC THẢI AO NUÔI
THỦY SẢN (CÁ TRA (Pangasianodon hypophthalmus))
BẰNG BIỆN PHÁP SINH HỌC

Phạm Quốc Nguyên

Khóa: 2010 - 2014

Cần Thơ, tháng 12 năm 2012
MỤC LỤC
i


ii
TRƯỜNG ĐẠI HỌC CẦN THƠ......................................................................................................i
TÓM LƯỢC......................................................................................................................................iii
DANH SÁCH KÝ HIỆU, CHỮ VIẾT TẮT..................................................................................iv
I. Đặt vấn đề........................................................................................................................................1
Phạm vi nghiên cứu.....................................................................................................................2
Nghiên cứu thiết kế hệ thống xử lý một số chất ô nhiễm (TAN) trong nước thải ao nuôi
cá tra với mô hình bể lọc (đá 1x2 (10x28mm), đá mi (5x10mm)) và bể tảo, xác định
thời gian hoạt động ổn định của hệ thống và tối ưu hóa tốc hệ thống.............................2
Mục tiêu........................................................................................................................................2
Nội dung nghiên cứu...................................................................................................................2

II. Phương tiện và phương pháp nghiên cứu.................................................................................3
III. Kết quả và thảo luận..................................................................................................................8
IV. Kết luận và đề nghị....................................................................................................................24
V. Tài liệu tham khảo.......................................................................................................................25

ii


iii

TÓM LƯỢC
Nghiên cứu xử lý chất ô nhiễm trong nước thải ao nuôi cá Tra (Pangasianodon hypophthalmus)
bằng biện pháp sinh học được thực hiện tại Khoa Môi trường và Tài nguyên Thiên nhiên. Nước
thải đầu vào được đưa qua hệ thống liên tục gồm 1 bể lọc kỵ khí, 1 bể lọc hiếu khí và 1 bể tảo.
Bể lọc được thiết kế với các lớp đá 1x2 (10x28mm) bên dưới và đá mi (5x10mm) bên trên theo
nguyên tắc lọc ngược. Nước cho qua hệ thống liên tục và mẫu nước được thu với tần suất 4
ngày/lần trong suốt quá trình nghiên cứu. Kết quả cho thấy khi hiệu suất xử lý đạm amôn đạt
mức cao và ổn định (73,5%) ở lưu lượng 120 – 130lít/giờ. Hiệu suất xử lý chỉ tiêu H 2S và CO2
dao động lần lượt là 59 – 100% và 53 – 94%. Hệ thống xử lý tốt nhất với chỉ tiêu BOD 5 (97,8%)
và TSS (99,8%). Các chỉ tiêu nitrite, nitrate, lân hoà tan và amoniac có hiệu suất xử lý thấp tuy
nhiên nước đầu ra của các chỉ tiêu này đều còn nằm trong tiêu chuẩn ngành. Nhìn chung, nước
thải sau khi qua hệ thống xử lý thì chất lượng nước tốt hơn.
Từ khoá: Xử lý nước thải ao nuôi cá tra, lọc ngược, lọc sinh học, loại bỏ chất ô nhiễm

ABSTRACT
The study of pollutants removal was conducted to treat wastewater from catfish ponds
(Pangasianodon hypophthalmus) via biological method at the College of Environment and
Natural Resources. Input wastewater was passed through a serial treatment system consisted of
an anaerobic filter tank, an aerobic filters tank and an algae tank. Filter tanks were upflow
designed with a bottom gravel layer (10x28mm) and top gravel (5x10mm). Water flowed

continuously through the system and was sampled every four days during the research. The
results showed that the treatment performance of ammonium was high and stable (73,5%) at the
flow rate of 120 – 130L/hour. Removal efficiency of H 2S and CO2 were in the range of 59-100%
and 53 - 94%, respectively. The system treated BOD 5 and TSS effectively with removal rate of
97,8% and 99,8%, respectively. The treatment performance of nitrite, nitrate, dissolved
phosphorus and amoniac were low, however, the concentrations of these parameters in the
effluent were remained in the limited catfish wastewater standard. In general, the quality of
treated water was improved after passing through biological treatment system.
Keywords: catfish wastewater treatment, upflow filter, biological filter, pollutant removal

iii


iv

DANH SÁCH KÝ HIỆU, CHỮ VIẾT TẮT

Chữ viết tắt

Diễn giải

ĐBSCL

Đồng bằng Sông Cửu Long

RAS

Hệ thống nuôi trồng thuỷ sản tuần hoàn

COHNS

Các chất hữu cơ trong nước thải

BOD5

Nhu cầu oxi sinh hoá

ha

Hecta

TSS

Tổng chất rắn lơ lửng

iv


1

I. Đặt vấn đề
Đồng bằng sông Cửu Long (ĐBSCL) là vùng nuôi cá tra (Pangasianodon
hypophthalmus) lớn nhất Việt Nam. Sản phẩm cá tra là một trong những mặt hàng
xuất khẩu chủ lực của ngành thủy sản nước ta hiện nay. Năm 2011, diện tích nuôi cá
tra ở ĐBSCL đạt 5.400ha; sản lượng đạt trên 1.141 triệu tấn; kim ngạch xuất khẩu là
1,4 tỷ USD trong năm 2010; diện tích nuôi và sản lượng cá tra ước đạt 6.000 6.300ha và 1,2 - 1,3 triệu tấn; kim ngạch xuất khẩu từ 1,45 - 1,55 tỷ USD trong năm
2011 (Tổng cục Thuỷ sản, 2011). Theo quy hoạch của Bộ Nông Nghiệp và Phát triển
Nông thôn thì đến năm 2015 diện tích nuôi cá tra của vùng đạt 11.000ha và đến năm
2020 là 13.000ha; năng suất có thể đạt 1,8 triệu tấn/ha (Dương Công Chinh và Đồng
An Thụy, 2009; Bộ Nông nghiệp và Phát triển nông thôn, 2010).

Nuôi cá tra thâm canh đã và đang làm gia tăng ô nhiễm môi trường đặc biệt là môi
trường nước do nồng độ những chất dinh dưỡng như đạm và lân sinh ra chủ yếu từ sản
phẩm thải của cá và một phần do thức ăn cá bị tan rã. Cá tra thâm canh được nuôi ở
mật độ cao nên sản phẩm thải của cá và thức ăn dư thừa là một trong những nguyên
nhân chính làm cho nồng độ tổng đạm amôn (TAN) rất cao, dao động từ 2,55 –
3,04mg/L (Cao Văn Thích, 2008), có thể đạt đến 7,44mg/L (Nguyễn Hữu Lộc, 2009)
và gần 10mg/L (Phạm Quốc Nguyên, 2011). Theo ước tính cứ mỗi tấn cá da trơn được
sản xuất thì có 47,3kg nitơ (N) được thải ra (Phan et al., 2009). Với sản lượng
1.141.000 tấn cá Tra năm 2010 (Tổng cục thuỷ sản, 2011) thì có khoảng 53.969 tấn
chất N thải ra môi trường. Như vậy, cho thấy mức độ ô nhiễm trong nguồn nước là khá
lớn đặc biệt là chất ô nhiễm dạng N, có tới 80 – 82% nồng độ tổng N ở dạng hòa tan,
trong đó 88 – 91% hòa tan ở dưới dạng N-NH 4+ (Dương Công Chinh và Đồng An Thụy,
2009). Hàng ngày lượng nước thay trung bình khoảng 20 - 30% tổng lượng nước trong
ao, lượng nước này có chứa nồng độ chất dinh dưỡng cao (Lê Bảo Ngọc, 2004; Giang
et al., 2008; Nguyễn Phước Dân, 2007). Theo Trương Quốc Phú (2007), dù ao nuôi cá
tra thâm canh được thay nước thường xuyên nhưng vào cuối vụ thì TAN vẫn cao gấp 5
lần so với ao nuôi tôm thâm canh và gấp 10 lần so với các ao nuôi thủy sản khác. Nước
thải trong ao hầu như không được xử lý mà thải trực tiếp vào môi trường, đây là một
trong những vấn đề cần được quan tâm hiện nay.
Hiện nay, đã có nhiều nghiên cứu áp dụng phương pháp xử lý nước thải bằng biện pháp
sinh học. Trên thế giới việc ứng dụng đất ngập nước kiến tạo trong việc xử lý nước thải
đã được nghiên cứu khá nhiều trong khoảng 20 năm gần đây, các công trình của Kadlec
& Knight (1996), Vymazal (2005)…cho thấy hiệu quả xử lý các chất ô nhiễm như
BOD5, TN, TP trong nước thải đều giảm đáng kể sau khi xử lý. Ở Việt Nam, có nhiều


2

nghiên cứu sử dụng hệ thống đất ngập nước kiến tạo để xử lý nước thải từ nhiều loại
cây thuỷ sinh như Sậy (Lê Anh Tuấn, 2007); Rau nghễ (Bùi Trung Kha, 2010); Bồ bồ

(Nguyễn Đạt Phương, 2010)... đây là phương pháp sinh học được đánh giá có nhiều ưu
điểm như dễ thực hiện, chi phí xử lý thấp và thân thiện với môi trường nhưng nhược
điểm là cần nhiều diện tích (Trương Thị Nga, 2008; Lê Hoàng Việt, 2003). Để khắc
phục nhược điểm của mô hình xử lý nước bằng đất ngập nước đề tài “Nghiên cứu xử
lý đạm trong nước thải ao nuôi thủy sản (cá tra (pangasianodon hypophthalmus))
bằng biện pháp sinh học” được thực hiện với mô hình kết hợp các bể lọc và bể tảo
nhằm giảm diện tích xây dựng.
Phạm vi nghiên cứu
Nghiên cứu thiết kế hệ thống xử lý một số chất ô nhiễm (TAN) trong nước thải ao
nuôi cá tra với mô hình bể lọc (đá 1x2 (10x28mm), đá mi (5x10mm)) và bể tảo,
xác định thời gian hoạt động ổn định của hệ thống và tối ưu hóa tốc hệ thống.
Mục tiêu
- Mục tiêu tổng quát: Góp phần làm giảm ô nhiễm nước thải ao nuôi cá tra thâm canh ở
ĐBSCL
- Mục tiêu cụ thể: Đánh giá hệ thống xử lý nước thải ao nuôi cá tra thâm canh đến mức
đạt quy định tại thông tư 45/2010/TT-BNN&PTNT

Nội dung nghiên cứu
- Xác định khoảng thời gian hoạt động ổn định của hệ thống
- Đánh giá hiệu suất xử lý nước thải của hệ thống


3

II. Phương tiện và phương pháp nghiên cứu
2.1 Phương tiện nghiên cứu
 Hệ thống bể composite loại: 50L, 1200L, 2000L
 Đá 1x2 (10x28mm), đá mi (5x10mm) làm giá thể trong bể lọc
 Trang thiết bị thu và phân tích tảo: lame (1,936cm2), kính hiển vi
 Dụng cụ thu mẫu, phân tích và đo đạc các chỉ tiêu hóa, lý, sinh học: cal thu mẫu

1L, nồi khử trùng áp suất, tủ sấy, máy đo DO, máy đo lưu lượng khí, nhiệt kế, pH,
ống nghiệm, ống đong, bình tam giác, cốc thủy tinh lớn nhỏ…
 Các loại hóa chất cần thiết phân tích các chỉ tiêu: N-NO3-, N-NO2-, N-NH4+, PPO43-, H2S, CO2, BOD5, TSS
2.2 Phương pháp nghiên cứu
2.2.1 Hệ thống thí nghiệm
Cá tra sau khi mua về được dưỡng một thời gian để cá thích nghi môi trường mới trước khi
đưa cá vào bố trí thí nghiệm.. Mỗi bể nuôi cá có mật độ từ 180 – 200con/m 3 có trọng lượng
từ 300 – 600g/con. Cá trong quá trình nuôi được cho ăn bằng thức ăn công nghiệp dạng viên
nổi (30% đạm) với khẩu phần ăn 2-4% trọng lượng cá. Nước thải từ bể cá được cho chảy liên
tục vào hệ thống bể xử lý, mực nước trong bể được điều chỉnh bằng van phao.
Thí nghiệm thăm dò được tiến hành trước để tạo nguồn vi sinh cho thí nghiệm chính. Thí
nghiệm thăm dò được bố trí trong nhà, nước thải từ bể nuôi cá được đưa qua 3 hệ thống, mỗi
hệ thống gồm 2 bể lọc, bể lọc thứ nhất (kỵ khí) và bể lọc thứ hai (hiếu khí) - mỗi bể với thể
tích là 50L. Giá thể cho vào mỗi bể lọc là: chiều cao giá thể của cột lọc là 23cm - 13cm đá
1x2 và 10cm đá mi (Hình 2.1). Kết thúc thí nghiệm thăm dò, vi sinh từ thí nghiệm này được
cho vào thí nghiệm chính (30L bùn hoạt tính cho vào các bể tương ứng).

Hình 2.1: Thí nghiệm thăm dò


4
Thí nghiệm chính được bố trí bên ngoài (không có mái che), nước thải từ bể nuôi cá được
đưa qua hệ thống tương tự thí nghiệm thăm dò. Mỗi hệ thống cũng gồm 2 bể lọc: bể lọc thứ
nhất (kỵ khí) và bể lọc thứ hai (hiếu khí) - mỗi bể với thể tích là 900L. Giá thể cho vào 2 bể
lọc là như nhau, chiều cao giá thể của cột lọc là 32cm (20cm đá 1x2 và 12cm đá mi), cho đá
1x2 nằm bên dưới sau đó là lớp đá mi bên trên. Tuy nhiên, sau khi qua 2 bể lọc còn nối thêm
một bể nuôi tảo nhằm làm giảm nồng độ đạm và lân còn tồn tại sau bể hiếu khí.

Hình 2.2: Hệ thống xử lý

Sau khi cho giá thể vào tiến hành cho nước thải qua đầy mặt giá thể, tiếp theo khoá hệ thống
lại để trong 2 tuần cho vi sinh vật phát triển. Sau 2 tuần nước thải từ bể nuôi cá cho qua hệ
thống liên tục. Sau khi thu mẫu nếu nước đầu ra đạt theo tiêu chuẩn ngành thì tiếp tục tăng lưu
lượng nước cho đến khi đầu ra vượt tiêu chuẩn ngành thì dừng thu mẫu hệ thống. Qua suốt
thời gian thí nghiệm thu được các mức lưu lượng như sau:
Bảng 2.1: Lưu lượng nước đầu vào và đầu ra
Đầu vào và đầu ra (lít/giờ)
40-48
70-84
120-130
240-244
Trong bể nuôi tảo, dùng giá thể là những sợi nylone để cho tảo bám mà không bị rửa trôi. Để
kiểm tra thành phần và sự phát triển của tảo, lame được đặt theo các rãnh của bể, mỗi rãnh
bố trí 3 tấm lame nhằm làm giá bám cho tảo. Khi thu mẫu tiến hành thu những tấm lame đã
được bố trí trước đó.
Chu kỳ tiến hành thu mẫu là 4 ngày/lần với các chỉ tiêu phân tích hiệu quả xử lý của các hệ
thống như: N-NH4+, N-NO2-, N-NO3-, P-PO43-, H2S, CO2, N-NH3, BOD5 và tảo.
2.2.2 Quy trình vận hành hệ thống xử lý
Hệ thống xử lý được thực hiện theo nguyên tắc lọc ngược, nước được lọc từ đáy lên mặt bể
và tràn qua bể tiếp theo. Nước thải từ đáy bể nuôi cá được cho qua bể lọc thứ nhất (kỵ khí
không bắt buộc) nhằm làm giảm nồng độ chất rắn lơ lửng trong nước thải đầu vào. Sau đó


5
nước từ bể lọc thứ nhất đưa qua bể lọc thứ hai (hiếu khí) có sục khí oxi từ đáy bể lên nhằm
tăng cường quá trình oxi hoá các chất trong hệ thống.
Các bể lọc có một giá đỡ bằng composite để đỡ các lớp vật liệu lọc, giá đỡ có các lỗ nhỏ để
nước thông qua tầng lọc nhưng không cho đá lọt xuống đáy bể. Bể lọc thứ nhất được đậy nắp
nhằm hạn chế oxi từ không khí khuếch tán vào thúc đẩy các vi sinh vật kỵ khí phát triển. Sau
bể lọc thứ hai nước được đưa qua bể nuôi tảo, bể nuôi tảo được ánh nắng mặt trời chiếu trực

tiếp giúp cho quá trình quang hợp của tảo được phát triển tốt hơn. Trong hệ thống đã vận
hành 4 mức lưu lượng, cụ thể như sau: 40 – 48 lít/giờ; 70 – 84 lít/giờ; 120 – 130 lít/giờ và
240 – 244 lít/giờ. Đường đi của nước trong hệ thống được miêu tả như Hình 2.3.

Hình 2.3: Đường đi của nước trong hệ thống

2.2.3 Vệ sinh hệ thống xử lý
Do nước từ bể nuôi qua hệ thống là từ đáy bể nên phần bùn đáy qua các hệ thống khá nhiều,
do đó tránh trường hợp hệ thống bị nghẹt và duy trì lưu lượng nước qua hệ thống ổn định, hệ
thống được vệ sinh bằng cách tiến hành xả cặn ở đáy bể nuôi cá (4 ngày xả 1 lần). Khi xả bể
nuôi cá van dưới đáy bể lọc được khóa. Còn đối với các bể lọc, chu kỳ rửa bể kéo dài hơn do
đã xả một phần lượng bùn từ bể nuôi cá ra ngoài. Bể lọc thứ nhất và thứ hai được rửa 2
tuần/lần.
2.2.4 Đánh giá hiệu suất xử lý nước thải của hệ thống
Hiệu suất xử lý nước thải (%) của hệ thống được đánh giá qua từng công đoạn tại mỗi điểm
thu mẫu sẽ được tính theo công thức:
(%)
Ngoài ra, chất lượng nước đầu ra của hệ thống còn so sánh với phụ lục 1, 2 của thông tư
45/2010/TT-BNNPTNT nhằm đánh giá khả năng đạt chuẩn thải của hệ thống để áp dụng vào
thực nghiệm xử lý nước thải ao nuôi cá tra.


6
2.2.5 Phương pháp thu và phân tích mẫu nước
Các chỉ tiêu khảo sát gồm lưu lượng nước, DO, pH, nhiệt độ, N-NH4+, N-NO2-, N-NO3-, PPO43-, H2S, BOD5và CO2.
 Lưu lượng nước: việc đo lưu lượng nhằm theo dõi, vận hành hệ thống sao cho các chỉ
tiêu đầu ra đạt chuẩn thải. Lưu lượng đầu vào được đo bằng đồng hồ nước, lưu lượng
đầu ra được đo trước khi thu mẫu bằng cách dùng xô chứa nước trong 120 phút rồi đo
thể tích nước này để tính lưu lượng.
 Một số chỉ tiêu như DO, pH, nhiệt độ được đo trực tiếp bằng máy (Bảng 2.2)

 Đối với các chỉ tiêu còn lại nước được thu vào chai nhựa 1 lít, tại mỗi điểm thu 1 mẫu,
trữ lạnh và được phân tích trong ngày.
Bảng 2.2: Các phương pháp phân tích mẫu
Stt

Chỉ tiêu cần xác định

Đơn vị

Phương pháp

1

Nhiệt độ

o

Đo bằng máy DO cầm tay Hanna 9146

2

Độ pH

3

DO

4
5

C

Đo bằng máy pH Knick (Đức)
mg/L

Đo bằng máy DO điện cực Hanna 9146

N-NH4+

mg/L

Indophenol Blue (APHA, 1995)

-

mg/L

Phương pháp so màu

-

N-NO2

6

N-NO3

mg/L

Phương pháp Salicylate

7

BOD5

mg/L

Phương pháp Oxitop

3-

8

P-PO4

mg/L

Phương pháp acid ascorbic

9

H2S

mg/L

Phương pháp Methylene blue

10

CO2

mg/L

Phương pháp trung hoà với NaOH chuẩn

11

TSS

mg/L

Phương pháp khối lượng

2.2.6 Phương pháp thu và phân tích mẫu tảo
Mẫu tảo ở bể nuôi tảo được thu cùng chu kỳ thu mẫu nước (4 ngày/lần), mỗi lần thu 1 tấm
lame để xác định thành phần và mật độ loài có trong bể. Lame sau khi thu xong được cho
vào đĩa petri sạch và các tảo bám được chải bằng bàn chải đánh rời ra khỏi tấm lame và rơi
vào đĩa petri. Sau đó, đong 50mL nước cất dùng để tráng đĩa petri và trữ mẫu. Mẫu sau khi
thu được cho vào chai nhựa 110mL và được ghi nhãn. Các mẫu được bảo quản bằng dung
dịch formol 40%.
Thành phần được định danh theo Shirota & Luu (1966); thành phần loài được xác định bằng
cách cho 1 – 2 giọt mẫu lên lame; sau đó dùng lamelle đậy lại rồi đưa lên kính hiển vi quan
sát. Đếm mật độ tảo dưới kính hiển vi bằng buồng đếm Sedgwick Rafter; dùng ống hút nhỏ
giọt cho mẫu vào buồng đếm rồi lấy lame đậy lại, tránh không cho xuất hiện bọt khí, tiến
hành đếm số lượng tảo mà ta quan sát được. Đếm số lượng cá thể trong mẫu một cách ngẫu
nhiên trong buồng đếm (đếm 100 ô trong 1000 ô).


7
Số lượng tảo đếm được tính theo công thức:

Y=

X *1000 * Vcd
N *V

Trong đó: Y là số cá thể trong 1 lít
X là số cá thể đếm được trong mẫu
N là số ô đếm
V là diện tích lame (mL/cm2)
Vcđ là thể tích mẫu cô đặc (mL/cm2)
2.3 Phương pháp xử lý số liệu
 Sử dụng phần mềm Excel để tổng hợp số liệu
 Sử dụng phần mềm SigmaPlot 10.0 để vẽ đồ thị


8

III. Kết quả và thảo luận
3.1 Thành phần và mật độ tảo trong bể nuôi tảo
3.1.1 Thành phần tảo
Kết quả định danh cho thấy có tất cả 76 loài tảo thuộc 4 ngành như tảo lục (Chlorophyta), tảo
mắt (Euglenophyta), tảo lam (Cyanophyta) và tảo khuê (Bacillariophyta) đã được xác định.
Trong đó tảo lục chiếm thành phần loài cao nhất, gồm 36 loài (47,37%). Một số loài thường
gặp thuộc tảo lam như Chroococcus limneticus, Anabena sp., Synechocystis aquatilis,
Oscillatoria irrigua…; thuộc tảo lục như Chlorococcum humicola, Sphearocystis schroeteri,
Scenedesmus bijuga, Crucigenia rectangularis, Closterium Navicula, Akistrodesmus falcatus
var. spirilliformis…; thuộc tảo khuê như Navicula gracilis, Navicula gastrum, Navicula
placentula form jenisseyensis, Surirella elegans, Navicula radiosa…; và thuộc tảo mắt như
Euglena acutissima, Euglena pisciformis, Euglena desses, Euglena minima… (Phụ lục 2).

Thành phần loài tảo thu được trong quá trình nghiên cứu đặc trưng cho các thuỷ vực nước
ngọt ở miền Nam Việt Nam (Shirota & Luu, 1966).

Hình 3.1: Thành phần tảo trong thời gian thí nghiệm

3.1.2 Mật độ tảo
Mật độ tảo dao động từ 51.948 – 169.421 cá thể/cm 2. Trong các đợt thu mẫu ban đầu tảo lục
phát triển ưu thế (68,74%). Tuy nhiên tỷ lệ này thay đổi theo thời gian thí nghiệm. Kết quả
cho thấy thời gian đầu tảo lục sinh trưởng rất nhanh (Hình 3.2) là do chúng sinh sản bằng
nhiều cách, đơn giản nhất là sinh sản sinh dưỡng bằng cách nhân đôi hay nảy chồi (Hoàng
Thị Sản, 1999). Trong môi trường nước giàu dinh dưỡng tảo lục phát triển mạnh. Tảo hấp
phụ các chất dinh dưỡng hoà tan trong nước và tạo oxi trong quá trình quang hợp vào ban
ngày. Đến khi chu kỳ của tảo lục kết thúc tảo mắt xuất hiện và chiếm ưu thế, việc giai đoạn
sau tảo mắt chiếm ưu thế là điều kiện phù hợp cho loài tảo này phát triển chủ yếu là về nhu
cầu dinh dưỡng. Theo Lê Văn Cát et al. (2006) với loài tảo lam, nhiệt độ ấm tạo điều kiện
phát triển kém, khó cạnh tranh được với các loài tảo khác. Như vậy, với nhiệt độ như trong


9
bể tảo là điều kiện tảo lam phát triển kém điều này cũng phù hợp với mật độ tảo lam trong bể
tảo luôn thấp hơn các ngành tảo khác qua các đợt thu mẫu.

Hình 3.2: Mật độ tảo theo thời gian thí nghiệm

Quá trình phát triển của tảo hấp thụ nồng độ đạm hoà tan (N-NH 4+ và N-NO3-) góp phần làm
giảm nồng độ đạm cho đầu ra của hệ thống. Vì các chất này cùng với ánh sáng mặt trời là
nguồn dinh dưỡng cho sự tồn tại và phát triển của tảo (Dương Thanh Lượng, 2006).
3.2 Đánh giá các thông số lý hoá qua từng giai đoạn của hệ thống
3.2.1 Nhiệt độ
Tương tự DO, nhiệt độ các bể trong hệ thống sai khác có ý nghĩa thống kê (p<0,05) trong

suốt thời gian nghiên cứu. Sự sai khác ở đây chủ yếu là giữa bể tảo và bể trước đó. Bể tảo có
nhiệt độ thấp nhất so với các bể còn lại. Nhiệt độ bể đầu vào, bể kỵ khí, bể hiếu khí và bể tảo
lần lượt dao động như sau: 25,9 – 28,3oC; 25, 4 – 27,9oC; 25,0 – 27,7oC và 24,6 – 27,6oC (Hình
3.4).
Sự sai khác nhiệt độ trong thí nghiệm có thể là do điều kiện bố trí các bể. Bể lọc và bể tảo
được bố trí bên ngoài (không có mái che). Nhiệt độ giảm dần từ bể đầu vào đến đầu ra. Nhiệt
độ là một trong những yếu tố quan trọng ảnh hưởng đến hoạt động của vi sinh vật trong hệ
thống xử lý (Andrew, 2007). Nhiệt độ có ảnh hưởng mạnh mẽ đến các vi khuẩn nitrate hoá
cũng giống như trong trường hợp của vi khuẩn dị dưỡng hiếu khí. Tốc độ nitrate hoá bắt đầu
suy giảm khi nhiệt độ từ 35 – 40 oC (Sean, 2007). Nhiệt độ trong bể hiếu khí dao động từ 25,0
– 27,7oC là điều kiện phù hợp cho vi khuẩn hiếu khí phát triển, giúp cho quá trình oxi hoá
các chất trong hệ thống diễn ra tốt hơn. Mặc dù có sự sai khác giữa các bể với nhau nhưng
với kết quả đo được cho thấy tại mỗi vị trí khi thải ra môi trường không làm ảnh hưởng đến
sinh vật hay chất lượng nguồn tiếp nhận.


10

Hình 3.4: Nhiệt độ các bể theo thời gian thu mẫu

3.2.2 pH
Kết quả cho thấy bể đầu vào có độ pH thấp nhất so các bể khác trong suốt thời gian nghiên
cứu, dao động từ 6,08 – 6,93; bể hiếu khí có pH cao nhất, dao động ở mức 7,07 – 7,86. Bể kỵ
khí và bể tảo có pH lần lượt dao động từ 6,82 – 7,22 và 6,83 – 7,50.

Hình 3.5: Độ pH các bể theo thời gian thu mẫu

Với pH của các bể hiếu khí hay kỵ khí cũng là điều kiện phát triển cho vi sinh vật trong các bể
này. Theo Sean (2007), pH > 9,0 thì hoạt động của các vi sinh vật diễn ra chậm chạp; pH dưới
6,5 thì nấm phát triển chiếm ưu thế hơn vi khuẩn trong quá trình cạnh tranh. Vì vậy, pH qua

các bể hiếu khí được xử lý tốt hơn so với đầu vào giúp cho hệ vi sinh vật có điều kiện phát
triển tối ưu nhất. Một vài loài vi khuẩn có sức chịu đựng pH dao động khác nhau; ví dụ như vi
khuẩn kỵ khí tồn tại pH trong khoảng 6,7 – 7,4 và điều kiện để chúng phát triển tốt nhất là 7,0
– 7,1. pH trong bể kỵ khí của hệ thống xử lý là phù hợp cho sự phát triển của vi sinh vật trong
bể. Trong môi trường nước nếu giá trị pH quá thấp, nước có pH thấp thường có nhiều khí CO 2,
thiếu dưỡng khí O2, mặt khác các vi khuẩn, tảo độc có hại trong môi trường kỵ khí phát triển
thuận lợi (Trương Quốc Phú, 2004). Như vậy, với điều kiện pH qua các bể kỵ khí, hiếu khí và


11
bể tảo đều có điều kiện thuận lợi cho vi khuẩn hay tảo phát triển và là nhân tố gây ảnh hưởng
đến các quá trình chuyển hoá các chất trong hệ thống xử lý.
Giá trị pH có xu hướng tăng dần qua các bể của hệ thống; bể tảo và bể hiếu khí cao hơn bể
đầu vào do 2 bể này thuộc dạng để hở, nên ánh sáng mặt trời trực tiếp chiếu vào làm tảo phát
triển và hấp thụ CO 2 từ đó làm pH tăng dần (Đặng Kim Chi, 1999; Lương Đức Phẩm et al.,
2009).

Theo tiêu chuẩn ngành thì độ pH sau khi xử lý được xả thải ra ngoài môi trường ở mức 5 – 9.
Vì vậy, với độ pH ở tất cả các vị trí thu mẫu của hệ thống đều phù hợp với mức cho phép xả
thải.
3.2.3 Oxi hoà tan (DO)
Trong các chất khí hoà tan trong nước, oxi hoà tan đóng một vai trò rất quan trọng. Oxi hoà
tan là điều kiện không thể thiếu của quá trình phân huỷ hiếu khí. Khi nước bị ô nhiễm do các
chất hữu cơ dễ bị phân huỷ thì lượng DO trong nước sẽ giảm thấp hơn so với DO bão hoà tại
điều kiện đó. Vì vậy, DO được sử dụng như một thông số không thể thiếu để đánh giá mức
độ ô nhiễm chất hữu cơ của các nguồn nước (Lê Quốc Hội, 2010). DO trong nghiên cứu
được đo lúc thu mẫu vào khoảng 7 – 8 giờ sáng mỗi đợt thu và được do trực tiếp trong mỗi
bể.
Nồng độ DO trong quá trình nghiên cứu giữa các bể có sự sai khác có ý nghĩa thống kê
(p<0.05). Nồng độ DO dao động lần lượt qua các bể, bể đầu vào từ 0,17 – 1,90mg/L; bể kỵ

khí từ 0,21 – 0,80mg/L; tiếp theo đến bể hiếu khí nồng độ từ 4,47 – 6,25mg/L và bể tảo là
1,95 – 4,77mg/L (Hình 3.3).
Nồng độ DO trong nước đầu vào thấp do ảnh hưởng đến mật độ cá nuôi trong bể. Mật độ
nuôi cá trong bể dao động từ 180 – 200con/m 3, mật độ cá cao trong ao nuôi cũng thường xảy
ra hội chứng thiếu oxi cục bộ do sự gia tăng nồng độ CO 2 trong nước (Schmittou, 1993). DO
đầu vào tăng dần theo thời gian thu mẫu, điều này đồng nghĩa với việc khi gia tăng lưu lượng
nước đầu vào đã làm tăng khả năng khuếch tán oxi từ không khí vào môi trường nước.
Nồng độ oxi hoà tan trong bể kỵ khí là ổn định nhất trong suốt thời gian nghiên cứu, dao
động từ 0,21 – 0,80mg/L. Bể kỵ khí có bố trí thêm nắp đậy nên ít bị tác động bởi các yếu tố
bên ngoài và tránh được DO từ không khí khuếch tán vào, tạo điều kiện tốt nhất cho vi sinh
vật kỵ khí phát triển. Điều kiện oxi đối với bể kỵ khí là trong môi trường có oxi = 0mg/L.
Tuy nhiên, trong bể kỵ khí vẫn còn tồn tại một lượng oxi tương đối thấp nên môi trường này
chỉ là môi trường kỵ khí không bắt buộc (hay kỵ khí tuỳ nghi), ngoài những vi khuẩn kỵ khí
phát triển thì trong môi trường vẫn còn tồn tại một số vi khuẩn tuỳ nghi. Với điều kiện này
làm cho quá trình phân huỷ kỵ khí diễn ra một cách tương đối.


12

Hình 3.3: Nồng độ DO theo thời gian thu mẫu

Theo tiêu chuẩn ngành nồng độ xả thải DO đầu ra > 2,0mg/L. Như vậy, đầu ra của hệ thống
đạt tiêu chuẩn ngành. Việc sục khí cho bể hiếu khí nhằm giúp cho quá trình nitrate hoá diễn
ra nhanh hơn; điều kiện để diễn ra quá trình nitrate hoá tốt là DO phải > 1mg/L (Sean, 2007).
Như vậy, oxi trong bể hiếu khí đã phù hợp với điều kiện cho quá trình nitrate hoá diễn ra làm
giảm nồng độ ammonia trong hệ thống (Hình 3.6). Bể tảo có khoảng dao động DO lớn hơn
bể hiếu khí vì chịu ảnh hưởng của quá trình hô hấp, quang hợp của tảo và sự khuếch tán oxi
từ không khí vào hay từ nước thoát ra không khí.
3.2.4 Nồng độ N-NH4+
Nồng độ N-NH4+ ở đầu vào dao động từ 8,39 – 19,01mg/L và có xu hướng giảm dần qua các

công đoạn của hệ thống xử lý. Nồng độ ở bể kỵ khí, bể hiếu khí và bể tảo dao động lần lượt
cụ thể như sau: 4,82 – 13,20mg/L; 1,41 – 11,74mg/L và 1,97 – 10,78mg/L (Hình 3.6).

Hình 3.6: Nồng độ N-NH4+ theo thời gian thu mẫu

Việc bố trí thêm bể tảo sau bể hiếu khí nhằm làm giảm thêm lượng N-NH 4+ trước khi thải ra
ngoài môi trường. N-NH4+ là một trong những chỉ tiêu quan trọng trong đời sống thuỷ sinh
và được thực vật hấp thu, đặc biệt là tảo cho quá trình sinh trưởng. Tảo phát triển trong hệ
thống là nhờ sự tồn tại của các dưỡng chất như N-NH 4+, P-PO43- trong nước và sự chiếu sáng
của mặt trời vào nguồn nước (Dương Thanh Lượng, 2006). Nếu nồng độ N-NH 4+ lớn hơn


13
2mg/L ao sẽ giàu dinh dưỡng và tảo trong ao sẽ phát triển rất mạnh (Chapman, 1997). Tương
tự bể hiếu khí, nồng độ N-NH4+ bể tảo cũng giảm từ sau khi tăng cường sục khí, cụ thể nồng
độ N-NH4+ từ 6,35 – 10,77mg/L giảm chỉ còn ở mức 2,85 – 4,57mg/L.
Trong tiêu chuẩn ngành (thông tư 45/2010/TT-BNNPTNT) không khuyến cáo mức xả thải
đối với chỉ tiêu amonium, tuy nhiên nếu nồng độ này vượt quá cao trước khi thải ra môi
trường thì làm ảnh hưởng xấu đến chất lượng nguồn nước. Theo nghiên cứu của Phạm Quốc
Nguyên (2011) nồng độ N-NH4+ trong ao nuôi cá tra thâm canh cao nhất là 9,19mg/L - nồng
độ này cần được giảm thiểu trước khi thải ra ngoài môi trường. Theo quy định của Quy
chuẩn kỹ thuật quốc gia về nước thải công nghiệp (QCVN 40:2011/BTNMT) thì mức thải
đối với chỉ tiêu N-NH4+ thải ra ngoài môi trường với nguồn tiếp nhận là các nguồn nước
được dùng cho mục đích cấp nước sinh hoạt ở mức 5mg/L. Mức thấp nhất của bể đầu vào
vẫn còn cao hơn mức cho phép của quy chuẩn và cần phải được xử lý trước khi thải ra môi
trường. Sau bể kỵ khí nồng độ vẫn còn ở mức chưa cho phép xả thải ra ngoài môi trường
nhưng từ sau bể hiếu khí nồng độ N-NH4+ đã đạt chuẩn thải theo QCVN 40:2011/BTNMT.

Hình 3.7: Hiệu suất xử lý N-NH4+ của hệ thống

Ở lưu lượng 3 và 4 đều có nồng độ nhỏ hơn quy định xả thải (<5mg/L) nhưng với lưu lượng
3 thì hiệu suất xử lý tốt nhất (Hình 3.7) vì vậy lưu lượng 3 là phù hợp cho điều kiện xả thải.
Kết quả cho thấy hiệu suất xử lý N-NH 4+ qua bể tảo là cao nhất, kế đến là bể hiếu khí và hiệu
suất xử lý thấp nhất là bể kỵ khí. Tảo có thể hấp thu dạng đạm N-NH 4+ để phát triển. Theo
thời gian thu mẫu, hiệu suất xử lý ammonium ở bể tảo chiếm cao nhất, thời gian đầu hệ
thống xử lý chưa ổn định cho đến ngày thu mẫu thứ 63 hệ thống bắt đầu đi vào ổn định và
hiệu suất bể tảo đạt mức 73,51%. Hiệu suất xử lý ở bể hiếu khí là khá tốt tuy nhiên còn thấp
hơn so với bể tảo; đối với bể kỵ khí thì hiệu suất xử lý thấp đối với chỉ tiêu ammonium. Như
vậy, nước thải sau khi qua bể kỵ khí xử lý chưa đạt, tuy nhiên qua bể hiếu khí hiệu suất xử lý
tốt hơn và đến đầu ra (sau bể tảo) là hiệu suất hệ thống xử lý tốt nhất.
3.2.5 Nồng độ N-NO2Nitrite là hợp chất trung gian giữa ammonium và nitrate. Vì có sự chuyển hoá giữa các dạng
đạm khác nhau trong chu trình chuyển hoá nitơ, nên nitrite được sử dụng để đánh giá ô nhiễm.
Qua Hình 3.8 cho thấy nồng độ N-NO2- trong nước đầu vào dao động từ 0,02 – 0,22mg/L,


14
giảm còn từ 0,009 – 0,18mg/L sau khi qua bể kỵ khí và tăng ở bể hiếu khí (0,06 – 1,07mg/L)
và bề tảo (0,07 – 1,27mg/L).

Hình 3.8: Nồng độ N-NO2- theo thời gian thu mẫu

Việc giảm nồng độ N-NO2- ở bể kỵ khí và tăng nồng độ ở bể hiếu khí trong hệ thống đều phụ
thuộc vào DO tồn tại trong mỗi bể. Sự hình thành nitrite là nhờ vi khuẩn Nitrosomonas oxi
hoá ammonium trong giai đoạn đầu của quá trình nitrat hoá, do đó cần oxi để tạo thành
nitrite. Trong bể kỵ khí nồng độ oxi thấp (0,21 – 0,80mg/L) không làm quá trình nitrate hoá
diễn ra mạnh bằng bể hiếu khí có nồng độ oxi cao (4,47 – 6,25mg/L).
Nồng độ N-NO2- ở bể đầu vào và bể kỵ khí có xu hướng ổn định qua thời gian thu mẫu trong
khi đó nồng độ bể hiếu khí và bể tảo dao động nhiều hơn. Sau 2 tuần không cho nước qua hệ
thống, khi bắt đầu cho nước qua thì nồng độ N-NO 2- ở bể tảo và bể hiếu khí tăng cao do được
cung cấp oxy vào hệ thống giúp quá trình nitrate hoá chuyển hoá tốt hơn; hệ thống ổn định đều

ở thời gian thu mẫu từ ngày 31 đến 55 do điều kiện cung cấp ổn định. Tương tự đến ngày thu
mẫu thứ 63 hệ thống tăng cường sục khí, quá trình nitrate hoá bị tác động làm nồng độ N-NO2cũng tăng lên và sau đó ổn định. Nhìn chung qua hệ thống nồng độ nitrite thường tăng lên cao
hơn so với đầu vào. Đây là vấn đề cần lưu ý thúc đẩy tiếp quá trình nitrate hóa để loại bỏ dạng
gây độc này của đạm vô cơ trước khi đưa ra môi trường.
Tương tự N-NH4+, chỉ tiêu N-NO2- không được khuyến cáo trong tiêu chuẩn ngành đối với
xử lý nước thải ao nuôi cá tra. Tuy nhiên, nồng độ nitrite có thể gây độc đối với sinh vật nếu
nồng độ tồn tại cao trong môi trường. Theo Quy chuẩn kĩ thuật quốc gia về chất lượng nước
mặt bảo vệ đời sống thuỷ sinh (QCVN 38:2011/BTNMT) mức giới hạn không làm ảnh hưởng
thuỷ sinh vật sau khi xử lý nước là 0,02mg/L. Kết quả của nghiên cứu hiện tại, nồng độ nitrite
sau bể hiếu khí và sau bể tảo còn cao so với môi trường tiếp nhận. Do đó, cần tạo điều kiện cho
quá trình nitrate hoá diễn ra hoàn toàn, để chuyển dạng nitrite còn tồn tại thành dạng ít độc là
nitrate.


15
3.2.6 Nồng độ N-NO3Nitrite không bền dưới tác dụng của vi khuẩn Nitrobacter trong điều kiện có oxy sẽ bị oxy
hoá thành nitrate, đây là sản phẩm cuối cùng của quá trình nitrat hoá. Nitrate không gây độc
đối với thuỷ sinh vật. Nồng độ N-NO3- dao động lần lượt qua các công đoạn trong hệ thống:
bể đầu vào 0,05 – 0,47mg/L; bể kỵ khí 0,04 – 0,70mg/L; bể hiếu khí 0,22 – 5,26mg/L và bể
tảo 0,18 – 5,00mg/L (Hình 3.9).

Hình 3.9: Nồng độ N-NO3- theo thời gian thu mẫu

Kết quả cho thấy nitrate ở bể đầu vào và bể kỵ khí nồng độ ổn định trong suốt thời gian khảo
sát. Bể đầu vào có nồng độ dao động từ 0,05 – 0,47mg/L, còn bể kỵ khí có nồng độ dao động
lớn hơn, từ 0,04 – 0,70mg/L. Nồng độ N-NO 3- giữa các bể trong thí nghiệm chịu sự ảnh
hưởng của DO. Vi khuẩn Nitrobacter có vai trò quan trọng trong chuyển hoá nitrite thành
nitrate (hay nói cách khác là chuyển dạng có thể gây độc sang dạng không gây độc cho sinh
vật). Nồng độ N-NO3- giữa các bể không có sự chênh lệch sau ngày thu mẫu thứ 55 (tăng sục
khí); nồng độ N-NO3- trong ngày thứ 55 ở bể hiếu khí và bể tảo lần lượt là 1,44 mg/L và

0,18mg/L. Ở ngày thu mẫu thứ 63 nồng độ N-NO 3- tăng dần lên và có giá trị ở bể hiếu khí và
bể tảo lần lượt là 2,56mg/L và 2,88mg/L. Nồng độ N-NO 3- tăng dần theo thời gian, đến đợt
thu mẫu cuối cùng thì bể hiếu khí và bể tảo ở mức 5,26mg/L và 5,00mg/L.
Nồng độ N-NO3- cũng dựa theo chuẩn xả thải của Quy chuẩn kĩ thuật quốc gia về chất lượng
nước mặt bảo vệ đời sống thuỷ sinh (QCVN 38:2011/BTNMT) như N-NO 2-. Mức giới hạn
không làm ảnh hưởng thuỷ sinh vật sau khi xử lý nước thải đầu ra của N-NO 3- là 5mg/L.
Tương tự N-NH4+, nồng độ N-NO3- đầu ra ở lưu lượng 4 còn cao so với chuẩn thải. Vì vậy, lưu
lượng 3 là mức tối ưu nhất cho việc thải N-NO3- theo quy chuẩn QCVN 38:2011/BTNMT.
3.2.7 Nồng độ P-PO43Nồng độ P-PO43- ở bể đầu vào cao hơn các bể còn lại trong hầu hết các đợt thu mẫu và nồng
độ giảm khi nâng mức lưu lượng cao hơn, nồng độ dao động từ 0,84 – 13,33mg/L. Sự sai
khác không có ý nghĩa thống kê (p>0,05) của nồng độ P-PO43- khi nước qua bể kỵ khí, bể
hiếu khí và bể tảo. Nồng độ P-PO 43- dao động lần lượt qua các bể như sau: bể kỵ khí từ 0,83
– 6,56mg/L; bể hiếu khí từ 0,96 – 5,93mg/L; bể tảo từ 0,91 – 7,41mg/L (Hình 3.10).


16

Hình 3.10: Nồng độ P-PO43- theo thời gian thu mẫu

Theo tiêu chuẩn ngành nồng độ P-PO 43- sau khi xử lý thải ra ngoài môi trường là 10mg/L.
Như vậy, chất lượng nước sau khi qua 3 công đoạn đều đạt chuẩn xả thải cho nồng độ lân
hòa tan. Tuy nhiên đa số các lần thu mẫu nước đầu vào đều thấp hơn quy chuẩn.
3.2.8 Nồng độ H2S
Nồng độ H2S có xu hướng giảm dần qua các công đoạn xử lý. Nồng độ trong các bể đầu vào,
kỵ khí, hiếu khí và bể tảo dao động lần lượt: 0,006 – 1,259mg/L; 0,000 – 0,198mg/L; 0,000 –
0,020mg/L và 0,000 – 0,045mg/L (Bảng 3.1).
Bảng 3.1: Nồng độ H2S theo thời gian thu mẫu
Thời gian (ngày)
15
19

23
31
35
39
43
47
51
59
63
67
71
75
79
83
87
91

Đầu vào
0,006
1,259
0,568
0,211
0,050
0,049
0,042
0,007
0,036
0,020
0,070
0,254

0,048
0,038
0,034
0,031
0,042
0,038

H2S (mg/L)
Sau kỵ khí
0,000
0,001
0,024
0,198
0,013
0,026
0,022
0,004
0,000
0,010
0,021
0,028
0,029
0,019
0,011
0,016
0,012
0,009

Sau hiếu khí
0,000

0,003
0,013
0,014
0,004
0,018
0,012
0,003
0,000
0,003
0,014
0,020
0,020
0,007
0,006
0,010
0,008
0,006

Sau bể tảo
0,000
0,008
0,027
0,022
0,045
0,021
0,016
0,001
0,001
0,006
0,018

0,026
0,027
0,009
0,008
0,012
0,011
0,008

Nước thải sau khi qua bể hiếu khí và bể tảo có nồng độ H 2S rất thấp. Theo Boyd (1990) bất
kỳ nồng độ H2S nào mà có thể phát hiện được xem là không thích hợp cho môi trường. Nồng
độ H2S là một sản phẩm được tạo thành sau quá trình phân huỷ kỵ khí bởi các nhóm vi khuẩn


17
Clostridia; Velionella (Huỳnh Thị Ngọc Lưu và Nguyễn Thị Thu Vân, 2007; Đỗ Hồng Lan
Chi và Lâm Minh Triết, 2005). Do đó, sau bể hiếu khí vẫn còn có thời điểm xác định được
nồng độ H2S.

Hình 3.11: Hiệu suất xử lý H2S của hệ thống

Có sự chênh lệch hiệu suất xử lý trong các công đoạn đối với nồng độ H 2S. Hiệu suất xử lý
đối với chỉ tiêu H2S cao nhất là ở bể hiếu khí dao động từ 58,97 – 100% (Hình 3.11) do sau
bể hiếu khí độ pH cao hơn so với các bể khác. Theo Trương Quốc Phú (2007) khi pH tăng thì
nồng độ H2S giảm xuống; kế đến là bể tảo và thấp nhất là bể kỵ khí.
Theo tiêu chuẩn ngành (thông tư 45/2010/TT-BNN&PTNT) về mức độ xả thải H2S sau xử lý
là ≤ 0,05mg/L. Kết quả cho thấy nồng độ H2S trong nước đầu ra của các bể xử lý luôn đạt
chuẩn xả thải.
3.2.9 Nồng độ CO2
Nồng độ CO2 giữa các bể trong thí nghiệm có sự sai khác trong hệ thống xử lý và có xu hướng
giảm dần nồng độ qua các công đoạn trong hệ thống, nồng độ cao nhất là đầu vào dao động từ

10,78 – 88,44mg/L; kế đến là bể kỵ khí dao động từ 9,90 – 28,60mg/L; nồng độ tiếp tục giảm
qua 2 bể hiếu khí và bể tảo, tuy nhiên qua 2 bể này sai khác không có ý nghĩa dao động từ 5,50
– 17,82mg/L (Hình 3.12). Nồng độ CO 2 tốt nhất để thải ra ngoài môi trường sau xử lý là bể
hiếu khí so với các hệ thống còn lại, nồng độ dao động từ 5,50 – 14,30mg/L.


18

Hình 3.12: Nồng độ CO2 theo thời gian thu mẫu

Hình 3.13: Hiệu suất xử lý CO2 của hệ thống

Tương tự như H2S, hiệu suất xử lý đối với chỉ tiêu CO 2 ở bể hiếu khí là cao nhất (52,9 –
93,8%) so với bể tảo và bể kỵ khí. Măc dù hiệu suất xử lý CO2 ở bể hiếu khí đạt khá cao
nhưng nồng độ CO2 ở một số đợt thu mẫu vượt hơn so với tiêu chuẩn ngành (<12mg/L).
3.2.10 Nồng độ N-NH3
Tương tự như N-NH4+, chỉ tiêu N-NH3 có nồng độ tăng dần theo thời gian từ lưu lượng 1 đến
lưu lượng 2 và bắt đầu từ lưu lượng 3 nồng độ giảm xuống. Nồng độ đầu vào dao động từ
0,007 – 0,045mg/L; bể kỵ khí 0,016 – 0,114mg/L; bể hiếu khí 0,028 – 0,279mg/L và cuối
cùng là bể tảo 0,001 – 0,149mg/L (Hình 3.14).
Nồng độ sau bể hiếu khí tăng hơn so với đầu vào chủ yếu là do nhiệt độ tác động lên trạng
thái cân bằng tỷ lệ N-NH3/N-NH4+ và là kết quả cho sự tạo thành N-NH 3 trong nước. Sự gia
tăng pH và nhiệt độ dẫn đến sự gia tăng nồng độ N-NH 3 (Emerson et al., 1975; Sink, 2010).
Cả nhiệt độ và pH trong suốt thí nghiệm ở bể hiếu khí đều tăng hơn so với các bể khác nên
nồng độ N-NH3 trong bể hiếu khí tăng vượt hơn các bể còn lại.
Theo tiêu chuẩn ngành thì mức cho phép xả thải đối với chỉ tiêu N-NH 3 là < 0,3mg/L. Qua kết
quả cho thấy nồng độ N-NH3 ở các công đoạn của hệ thống đều thấp hơn chuẩn thải. Hiệu suất


19

xử lý N-NH3 của các bể là rất thấp và thấp nhất là bể hiếu khí, do tỷ lệ N-NH3 trong nước phụ
thuộc lớn vào nhiệt độ và pH trong nước. Khi pH càng cao thì sự chuyển hoá thành N-NH 3
càng cao, từ đó làm hiệu suất xử lý giảm (Hình 3.15).

Hình 3.14: Nồng độ N-NH3 theo thời gian thu mẫu

Hình 3.15: Hiệu suất xử lý N-NH3 của hệ thống

3.2.11 Nồng độ BOD5
Nhu cầu oxi sinh học (BOD5) là thông số quan trọng để đánh giá nồng độ ô nhiễm của nước do
các chất hữu cơ bị phân huỷ bởi sinh vật trong điều kiện hiếu khí. Chỉ số BOD 5 càng cao
chứng tỏ lượng chất hữu cơ bị phân huỷ sinh học càng nhiều nên khả năng nước ô nhiễm càng
lớn (Nguyễn Văn Bảo, 2002). BOD5 là thông số chính trong việc kiểm soát ô nhiễm các vật
chất hữu cơ để duy trì mức độ DO mong muốn và nồng độ các chất hữu cơ làm nguồn dinh
dưỡng cho các thuỷ sinh vật trong hệ sinh thái thuỷ vực. Để đo được BOD 5 mẫu được ủ trong
vòng 5 ngày ở nhiệt độ 20oC.


20

Hình 3.16: Nồng độ BOD5 theo thời gian thu mẫu

Nồng độ BOD5 trong nước thải đầu vào là khá cao, nên cần được xử lý trước khi thải ra môi
trường, nồng độ BOD5 đầu vào trong đợt thu đầu tiên là 47mg/L và tăng lên theo thời gian thu
mẫu dao động từ 400 – 520mg/L. BOD5 có xu hướng giảm dần qua các bể, nồng độ dao động
lần lượt qua các bể như sau: bể kỵ khí 18 – 45mg/L; bể hiếu khí 10 – 26mg/L và bể tảo 11 –
17mg/L (Hình 3.16). Với nồng độ chất hữu cơ trong nước thải đầu vào cao thì việc bố trí bể kỵ
khí ngay sau bể đầu vào là hợp lý vì theo Lê Hoàng Việt (2003) bể kỵ khí nhằm làm giảm
lượng hữu cơ cao trong nước thải. Nồng độ BOD5 trong nước thải sau khi qua bể kỵ khí đã
giảm nhiều so với đầu vào, tuy nhiên vẫn còn cao hơn chuẩn xả thải của tiêu chuẩn ngành (<

30mg/L). Khi lọc qua các bể lọc, các hạt keo, chất rắn lơ lửng có kích thước lớn bị giữ lại ở
các tầng lọc nên các chất hữu cơ trong nước giảm dần qua các bể lọc. Đây chính là lý do BOD5
giảm ở các công đoạn so với đầu ra, và có nồng độ sau bể tảo và bể hiếu khí phù hợp với tiêu
chuẩn ngành.

Hình 3.17: Hiệu suất xử lý BOD5 của hệ thống

Điều đó càng thấy rõ trong đồ thị hiệu suất xử lý BOD5 (Hình 3.17) qua các bể đều đạt hiệu suất
cao trong suốt thời gian nghiên cứu. Cụ thể hiệu suất đạt được qua bể kỵ khí là 96%, bể hiếu khí
là 97,2% và cuối cùng cao nhất là bể tảo 97,8%. Khi nước cho qua các bể lọc, thì nồng độ các


21
chất rắn lơ lửng, hạt keo có kích thước lớn được giữ lại trong các vật liệu lọc nên các chất hữu cơ
trong nước giảm dần qua các bể lọc. Hiệu suất xử lý BOD5 ở bể kỵ khí, bể hiếu khí và bể tảo
hiệu suất lần lượt tăng sau đợt thu mẫu thứ nhất; cụ thể là bể kỵ khí (34,0 – 95,8%); bể hiếu
khí (78,7 – 96,9%) và bể tảo (70,2 – 97,5%).
3.2.12 Tổng chất rắn
Nồng độ tổng rắn lơ lửng (TSS) có xu hướng giảm dần qua các công đoạn trong thí nghiệm.
Cụ thể nồng độ TSS đầu vào là 1,45mg/L sang đến bể kỵ khí còn 0,06mg/L; bể hiếu khí
0,004mg/L và bể tảo là 0,003mg/L. Việc giảm dần TSS qua các công đoạn là do vật chất lơ
lửng được giữ lại sau khi nước qua các vật liệu lọc trong bể.
Bảng 3.2: Hiệu suất xử lý và nồng độ TSS
Bể

Nồng độ (mg/L)

Hiệu suất (%)

Đầu vào

1,450

Sau bể kỵ khí

0,063

95,6

Sau bể hiếu khí

0,004

99,7

Sau bể tảo

0,003

99,8

Theo Lê Hoàng Việt (2003), bể lọc được dùng để loại bỏ chất rắn lơ lửng của nước thải sau khi
qua xử lý sinh học hoặc hóa học. Khi nước đi qua lớp vật liệu lọc thì phần lớn các hạt keo, rắn
lơ lửng có kích thước lớn bị giữ lại (Nguyễn Thị Thu Thủy, 2003). Theo tiêu chuẩn ngành thì
nồng độ TSS < 100mg/L. Như vậy, nồng độ qua tất cả các bể trong hệ thống đều đạt chuẩn
thải. Qua thí nghiệm cho thấy hiệu suất xử lý chỉ tiêu TSS là rất cao, nồng độ giảm dần qua các
bể lọc, qua bể lọc kỵ khí phần lớn chất rắn lơ lửng được giữ lại hiệu suất là 95,6%. Sau đó,
nước thải được đưa qua thêm bể lọc hiếu khí thêm một phần chất rắn được giữ lại nên hiệu
xuất xử lý càng tăng thêm, hiệu suất sau bể hiếu khí là 99,7%. Và nước sau khi qua bể tảo một
phần vật chất lơ lửng được giữ lại do giá bám được đặt trong hệ thống nuôi tảo, hiệu suất sử lý

sau bể tảo là 99,8%.