Luận văn Nghiên cứu khả năng xử lý kim loại trong nước bằng polyme sinh học (biopolymer) tách từ bùn thải sinh học

nhau [12]. Ví dụ, EPS chiết bằng nhựa trao đổi ion (CER - Cation Exchange Rasin) có khả năng phân hủy bằng phương pháp hiếu khí, trong khi EPS tách chiết bằng phương pháp Sunfit lại có khả năng phân hủy bằng phương pháp kị khí. Trong điều kiện cạn kiệt dinh dưỡng, vi sinh vật có thể sử dụng chính các chất có phân tử nhỏ được sinh ta từ quá trình phân hủy EPS của mình làm nguồn cacbon và nguồn năng lượng cho sự tăng trưởng của tế bào. Quá trình phân hủy của EPS làm giảm khả năng tạo bông của vi sinh vật. Một phần EPS không bị phân hủy có thể chảy cùng với nước thải từ các bể phản ứng và làm giảm chất lượng của nước thải sau xử lý [7]. 14 1.3.4. Các phương pháp tách EPS EPS liên kết với tế bào vi sinh vật thông qua các liên kết như disulfide nối cộng hóa trị nối các mạch phụ (nhóm R) lại với nhau, hay thông qua cầu nối cation hóa trị II (Mg2+, Ca2+) v.v[4]. Để tách được EPS ra khỏi tế bào vi sinh vật, cần phá vỡ các liên kết này bằng các tác nhân lý học, hóa học hoặc sinh học khác nhau. Có nhiều phương pháp tách khác nhau được sử dụng để tách EPS từ sinh khối của vi sinh vật. Nguyên lý, ưu nhược điểm của các phương pháp tách được tóm tắt ở Bảng 1.3. Theo Nielsen và Jahn (1999), quy trình tách EPS có thể được chia làm 3 bước chính: (Bước 1) tiền xử lý mẫu, bao gồm công đoạn lấy mẫu, lưu giữ mẫu, làm sạch mẫu và đồng nhất mẫu. Bước này có tác dụng làm phân tán các tế bào vi khuẩn. Đối với trường hợp tách EPS từ màng sinh học và từ các loại vi khuẩn dạng hạt, có kích thước nhỏ thì bước đồng nhất mẫu là quan trọng nhất. (Bước 2) tách EPS từ mẫu môi trường sau khi đã được xử lý sơ bộ. (Bước 3) phân tích các thành phần có trong EPS tinh sạch. Trong ba bước trên, bước tách EPS là khâu quan trọng nhất. Tùy thuộc vào thành phần cấu tạo của EPS mà nên lựa chọn sử dụng các phương pháp tách chiết phù hợp để mang lại hiệu quả cao nhất. Đối với loại EPS có thể hòa tan và EPS có liên kết yếu với tế bào vi sinh vật thì phương pháp ly tâm được sử dụng phổ biến nhất. Ngược lại, đối với loại EPS liên kết, người ta thường phải sử dụng các phương pháp tách có tác động mạnh hơn tới liên kết của EPS với tế bào vi sinh vật như siêu âm, nhiệt độ cao, hay các tác nhân hóa học (axit, bazơ v.v.) [20]. Các phương pháp tách có thể được chia thành 3 nhóm chính: các phương pháp vật lý, các phương pháp hóa học và phương pháp sinh học. Ngoài ra, còn có các phương pháp kết hợp giữa nhiều tác nhân hóa lý sinh học khác nhau. Các phương pháp vật lý sử dụng chủ yếu tác dụng của ngoại lực được tạo ra bởi sóng siêu âm, lực ly tâm hay nhiệt độ nhằm kích thích EPS tách ra khỏi tế bào vi sinh vật và tan trong dung dịch. Các phương pháp hóa học dựa trên tác động hóa học là sự kết hợp giữa các hóa chất có khả năng phá vỡ liên kết của EPS với tế bào, đẩy 15 nhanh sự phân tách giữa EPS với tế bào (ví dụ như phương pháp NaOH, phương pháp H2SO4, phương pháp EDTA, phương pháp ethanol, phương pháp trichloroacetic, phương pháp HCHO, phương pháp glutaraldehyde, ). Các phương pháp sinh học thì dựa trên cơ chế phân hủy carbohydrate và protein bằng enzyme nhờ đó, phá vỡ cấu trúc bông bùn và giải phóng EPS vào môi trường. Dựa vào kết quả của nhiều báo cáo, hiệu quả tách EPS của phương pháp tổng hợp và phương pháp hóa học thường cao hơn so với phương pháp vật lí. Tuy nhiên, các phương pháp hóa học cũng gặp phải vấn đề như ô nhiễm mẫu khi thêm một số hóa chất phản ứng với EPS, hay gây ra những thay đổi trong thành phần hóa học và tính chất của EPS. Vì thế mà việc lựa chọn ra được phương pháp tách chiết EPS phù hợp với từng mục tiêu nghiên cứu/ứng dụng là rất cần thiết. 16 Bảng 1.3. Các phương pháp tách EPS Tên phương pháp Tác nhân tách Cơ chế tách Ưu nhược điểm Phương pháp vật lý Ly tâm Lực ly tâm EPS được tách ra từ bề mặt tế bào và hòa tan vào dụng dịch dưới tác động của lực ly tâm - Ít ảnh hưởng đến tế bào, ít gây vỡ tế bào. - Chỉ tách được lượng EPS bên ngoài tế bào. Nhiệt Nhiệt Dưới tác động của nhiệt độ cao, các phân tử của EPS dao động và hòa tan vào trong dung dịch - Tách được đáng kể một lượng EPS từ tế bào Siêu âm Sóng siêu âm Dưới tác dụng của các dao động tạo ra bởi song siêu âm, liên kết của EPS với sinh khối được phá vỡ. - Phân hủy bông bùn và enzyme đạt hiệu quả cao. - Đây là phương pháp phổ biến nhất để tách EPS từ bùn đặc. Phương pháp hóa học Axit H2SO4 Làm tăng lực đẩy để phá vỡ lực liên kết giữa EPS với tế bào, nhờ đó tách được EPS ra khỏi tế bào - Phân hủy bông bùn một cách có hiệu quả. Kiềm NaOH Bổ sung thêm gốc Na làm cho liên kết giữa EPS với các cation hóa trị II yếu đi, giảm hoạt tính tạo bông của EPS - Làm tăng khả năng hòa tan EPS trong dung dịch. - Hiệu quả tách EPS khỏi tế bào cao. 17 CER Trao đổi ion Loại bỏ các cation hóa trị II, do đó tách được EPS ra khỏi tế bào - Tính chọn lọc cao đối với liên kết giữa EPS với Ca, Mg. EDTA EDTA Cation hóa trị II đóng vai trò quan trọng trong liên kết EPS với tế bào. EDTA tạo phức tan với cation hóa trị II nhờ đó phá vỡ liên kết của EPS với tế bào - Hiệu quả tách EPS cao. - Lượng dư của EDTA có thể gây ra ô nhiễm EPS sau khi tách. - Gây sai số với việc xác định protein trong EPS bằng phương pháp Lowry. Enzymes Enzymes Sử dụng các enzyme có khả năng thủy phân carbohydrate và protein để phá vỡ cấu trúc bùn và giải phóng EPS - Hiệu suất chiết tách EPS thấp. Ethanol Ethanol Làm EPS biến tính và giảm lực liên kết giữa các tế bào, do đó EPS được tách ra - Sử dụng đối với bùn lỏng. - Đây là phương pháp được sử dụng phổ biến. NaCl NaCl NaCl nồng độ cao có tác dụng thúc đẩy quá trình trao đổi cation, vì vậy EPS được tách dễ dàng - Sử dụng đối với bùn lỏng. - Là phương pháp tiết kiệm kinh tế. Lưu huỳnh Lưu huỳnh Hình thành liên kết với FeS, phá vỡ liên kết giữa EPS và tế bào - Tính chọn lọc cao đơi với liên kết giữa EPS và Fe. 18 Phương pháp kết hợp HCHO kết hợp NaOH HCHO NaOH Formaldehyde cố định tế bào nhờ đó, làm giảm ảnh hưởng của NaOH tới tế bào vi sinh vật khi tách EPS - HCHO có thể làm thay đổi đặc tính của EPS và ảnh hưởng không tốt đến thành phần của EPS như protein, carbohydrate. NH4OH kết hợp EDTA NH4OH EDTA Đây là phương pháp kết hợp nhằm điều chỉnh pH và trao đổi ion để nâng cao hiệu quả chiết tách - Hiệu quả phân hủy bông bùn cao. 1.3.5. Ứng dụng của EPS trong xử lý kim loại EPS có khả năng gắn kết cao với ion kim loại nên tiềm năng xử lý hay loại bỏ kim loại của EPS là rất lớn. Theo Flemming và cộng sự (2000) [6] đã chứng minh rằng EPS có khả năng loại bỏ kim loại Pb (0.13 mMol/mg EPS) và kim loại Cu (22ng/mg EPS). Các hằng số ổn định Ni, Cu, Pb, Cd và Zn tạo phức vớ EPS phụ thuộc chủ yếu vào pH. EPS hấp phụ kim loại với dung lượng tới 25% tính theo trọng lượng ẩm. EPS được sản xuất bởi một số loài vi sinh vật chẳng hạn như Bacillus, Halomonas, Herbaspirillum, Pseudomonas và Paenibacillus cũng được công nhận là các chất keo tụ có tiềm năng loại bỏ kim loại trong nước thải (Lin and Harichund, 2012). Trong nghiên cứu này cho thấy, EPS với hàm lượng từ 1-10mg/L có thể xử lý một lượng lớn kim loại như Pb2+, Zn2+, và Hg2+ (lớn hơn 50%). Cũng loại EPS đó ở nồng độ 10000 mg/L có thể loại bỏ được kim loại Cd2+ ra khỏi nước thải với hiệu suất lên tới 95%. Khi các ion kim loại xuất hiện với nồng độ cao (từ 300 ppm đến 800 ppm), EPS của Zoogloea 115, Zoogloea 116M có khả năng hấp phụ các ion Co2+, Cu2+, Fe3+ và Ni2+ khi các nồng độ các ion này có mặt trong môi trường với nồng độ cao (từ 300 ppm – 800 ppm). Nghiên cứu của Ducan và các cộng sự (1987) cho thấy các vi sinh vật như Zoogloea 115, P denitrifican, và Z filipendula có khả năng hấp phụ tốt các kim loại như Cd2+, Cu2+, Zn2+, Co2+, Cr3+, Al3+, Ni2+ và Hg2+. 19 Nội dung trình bày ở phần nghiên cứu tổng quan cho thấy ô nhiễm kim loại nói chung và Cu nói riêng đang là vấn đề nhức nhối ở nhiều nhà máy sản xuất công nghiệp, đặc biệt là các nhà máy liên quan tới sản xuất bản mạch điện tử. Nhiều phương pháp xử lý kim loại khác nhau đã được áp dụng và nghiên cứu. Trong đó, EPS, một dạng biopolymer sinh học, là một trong những vật liệu hấp phụ có tiềm năng lớn trong xử lý kim loại. Đây cũng là vật liệu nguồn gốc sinh học nên có tính thân thiện môi trường cao. Các công trình xử lý nước thải hiện đang phải xử lý lượng lớn bùn sinh học dư với chi phí chiếm tới 1/3 chi phí vận hành của toàn hệ thống. Khi lượng bùn sinh học này có thể được tận dụng để tách và thu hồi EPS nhằm mục đích xử lý kim loại sẽ là một giải pháp tốt, thân thiện môi trường và tránh lãng phí tài nguyên. 20 CHƯƠNG 2. ĐỐI TƯỢNG, PHẠM VI VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 2.1. Đối tượng và phạm vi nghiên cứu  Đối tượng nghiên cứu: - Bio-polymer tách từ bùn thải sinh học - Kim loại (ion Cu2+) trong nước thải - Bùn thải sinh học được nuôi cấy từ hệ thống xử lý nước thải  Phạm vi nghiên cứu - Quy mô trong phòng phí nghiệm - Địa điểm: Luận văn được thực thiện tại Phòng thí nghiệm Phòng giải pháp công nghệ cải thiện môi trường - Viện Công nghệ Môi Trường - Thời gian: Luận văn được thực hiện từ tháng 10/2-16 đến tháng 12/2017 2.2. Vật liệu thí nghiệm 2.2.1. Bùn thải Bùn thải sử dụng trong nghiên cứu được nuôi dưỡng từ hệ thống xử lý nước thải sinh hoạt trên qui mô phòng thí nghiệm. Bùn được lắng, gạn bỏ phần nước trong và cô đặc tới nồng độ 13,5 g MLSS/L và bảo quản trong tủ lạnh ở điều kiện nhiệt độ -40C để phục vụ cho các nghiên cứu tiếp theo. Ưu điểm của việc nuôi cấy bùn thải trong phòng thí nghiệm là có thể chủ động được lượng bùn, kiểm soát tốt được các thông số, chất lượng bùn, cũng như các tính chất của bùn không bị thay đổi. 2.2.2. Nước thải Mẫu nước chứa ion Cu2+ giả định nồng độ 250 mg/l được pha từ 0,97g CuSO4.5H2O tinh khiết, định mức 1 lít. Mẫu môi trường: Lấy từ nhà máy mạ đồng Phú Thái nồng độ Cu2+ 155 mg/l. 2.3. Thực nghiệm 2.3.1. Quy trình vận hành thiết bị pilot xử lý nước thải sinh hoạt để lấy sinh khối tách EPS Bùn thải sử dụng trong suốt thời gian nghiên cứu được lấy từ thiết bị pilot AS-Tester phòng thí nghiệm (Dung tích phản ứng 10 L), tại Phòng Giải pháp công 21 nghệ Cải thiện Môi trường – Viện Công nghệ Môi trường. Nước thải sử dụng chạy pilot được lấy từ sông Tô Lịch, đoạn đầu nguồn khu vực Hoàng Quốc Việt. Thiết bị pilot được duy trì chạy tới khi ổn định, hàm lượng MLSS đạt 1500 – 2000 mg/L (sau thời gian 2 tháng). Tính ổn định của hệ bùn xử lý được đánh giá thông qua hàm lượng MLSS, hiệu quả xử lý COD và N. Sau khi thiết bị chạy ổn định, bùn được rút ra lưu giữ trong tủ lạnh ở 4oC để phục vụ cho nghiên cứu tách chiết EPS và đánh giá khả năng xử lý Cu của EPS. 2.3.2. Phương pháp tách thu EPS từ bùn thải sinh học nuôi cấy Trước khi tách EPS, bùn được rửa sạch 2 lần bằng nước, cô đặc lại tới nồng độ 13.5 g/L. Quy trình cụ thể của các phương pháp tách được mô tả trên Hình 2.1. 22 Hình 2.1. Quy trình tách EPS theo các phương pháp khác nhau 70 ml bùn sinh học Rửa sạch hai lần Ly tâm 2000rpm, trong 15 phút Phương pháp vật lý Phương pháp hóa học Ly tâm 4000rp m trong 15 phút (40C) Nhiệt 800C trong 30 phút 1ml H2SO4 98% (24h, tại 40C) 1ml HCl 36% (24h, tại 40C) 70ml EDTA muối 2% (3h, tại 40C) 3ml NaOH 10M (24h, tại 40C) 0.42ml HCHO 36% (1h, 40C) 3ml NaOH 10M (24h, 40C) Ly tâm tại 4000rpm trong 15 phút (tại 40C) Thu hồi dịch lỏng (EPS thô) Thêm ethanol tỉ lệ 2:1 (24h, tại 40C) Thu hồi chất rắn tinh (EPS tinh) Ly tâm 4000rpm tại 40C, trong 15 phút 23 Các phương pháp tách EPS từ bùn thải được sử dụng gồm: - Phương pháp vật lý: Ly tâm, nhiệt - Phương pháp hóa học: H2SO4, HCl, NaOH, EDTA và HCHO kết hợp với NaOH Phương pháp tách polymer ngoại bào Phương pháp ly tâm: 70ml bùn sinh học được ly tâm ở nhiệt độ 4oC, thời gian 15 phút, ly tâm với lực 4000rpm [21]. Dưới tác dụng của lực ly tâm, EPS sẽ được tách ra khỏi tế bào VSV và đi vào pha lỏng. Phương pháp nhiệt: 70ml bùn sinh học được gia nhiệt ở nhiệt độ 800C, thời gian 30 phút [16]. Dưới tác dụng của nhiệt độ cao, EPS sẽ được tách ra khỏi tế bào vi sinh vật và đi vào pha lỏng. Phương pháp HCl: Bổ sung 1ml HCl 36% vào 70 ml bùn sinh học sạch để trong tủ lạnh ở nhiệt độ 4oC, thời gian 24h. HCl sẽ phá vỡ liên kết giữa EPS với tế bào sinh vật và giải phóng EPS vào pha lỏng. Sau đó đem ly tâm ở nhiệt độ 4oC, thời gian 15 phút, ly tâm với lực 4000rpm. Phần lỏng chứa EPS sẽ được giữ lại (được gọi là EPS thô). Phương pháp H2SO4: Bổ sung 1ml H2SO4 98% vào 70 ml bùn sinh học sạch để trong tử lạnh ở nhiệt độ 4oC, thời gian 24h. H2SO4 làm tăng lực đẩy để phá vỡ lực liên kết giữa EPS với tế bào, nhờ đó tách được EPS ra khỏi tế bào. Sau đó đem ly tâm ở nhiệt độ 4oC, thời gian 15 phút, ly tâm với lực 4000rpm. Phần lỏng chứa EPS sẽ được giữ lại (được gọi là EPS thô). Phương pháp EDTA: Bổ sung 70ml EDTA 2% (dạng muối và axít) vào 70ml bùn sinh học sạch để trong tủ lạnh ở nhiệt độ 4oC, thời gian 3h. EDTA tạo phức với các cation hóa trị 2, phá vỡ liên kết giữa EPS và tế bào VSV và giải phóng EPS vào pha lỏng. Sau đó đem ly tâm ở nhiệt độ 4oC, thời gian 15 phút, ly tâm với lực 4000rpm [59]. Phần lỏng chứa EPS sẽ được giữ lại (được gọi là EPS thô). Phương pháp NaOH: Bổ sung 3ml NaOH 10M vào 70ml bùn sinh học sạch để trong tủ lạnh ở nhiệt độ 4oC, thời gian 24h. NaOH tác động vào liên kết giữa cation hóa trị 2 với EPS theo cơ chế trao đổi ion, phá vỡ liên kết này, nhờ đó, EPS 24 được tách ra khỏi tế bào vi sinh vật và đi vào pha lỏng. Sau đó đem ly tâm ở nhiệt độ 4oC, thời gian 15 phút, ly tâm với lực 4000rpm [22]. Phần lỏng chứa EPS sẽ được giữ lại (được gọi là EPS thô). Phương pháp Formaldehyde kết hợp với NaOH: Bổ sung 0.42ml formaldehyde (HCHO) vào 70 ml bùn sinh học sạch để trong tủ lạnh ở nhiệt độ 4oC, thời gian 1h. Sau đó, bổ sung 3ml NaOH 10M vào hỗn hợp bùn và để phản ứng ở nhiệt độ 4oC, thời gian 3h. Hỗn hợp sau phản ứng được ly tâm ở nhiệt độ 4oC, thời gian 15 phút, ly tâm với lực 4000rpm để tách EPS [23]. 2.4. Đánh giá các yếu tố ảnh hưởng tới hiệu quả xử lý ion kim loại Cu2+ của polymer ngoại bào 2.4.1. Đánh giá ảnh hưởng của pH Thí nghiệm đánh giá ảnh hưởng của pH tới hiệu quả xử lý ion kim loại Cu2+ của EPS được thực hiện trên thiết bị Jatest (SJ-10, Yhana). EPS sử dụng là EPS dạng thô. Dung dịch nước thải chứa ion kim loại Cu2+ được chuẩn bị 6 cốc (100 mL) với nồng độ 250 mg/L do đa số nồng độ kim loại đồng tại các làng nghề dao động từ 150 mg/L đến 300 mg/L (Bảng 1.1). Dung dịch được khuấy với tốc độ 120 vòng/phút và được chỉnh pH về giá trị: 1; 2; 4; 6. Sau đó bổ sung EPS thô, dung dịch được khuấy 1 giờ với tốc độ khuấy được giảm về 60 vòng/phút. Kết thúc quá trình phản ứng, mẫu được để lắng 30 phút, phần nước trong sau đó được lấy để đo nồng độ ion kim loại Cu2+ còn lại sau phản ứng hấp phụ. Xác định bằng cách hút 10ml dung dịch Cu(II) sau khi lắng và 1ml thuốc thử Nitrozo- R- Sol. Tiến hành đo Abs so với mẫu trắng là 10 ml nước cất và 1ml thuốc thử. Dựa vào đường chuẩn ta xác định được nồng độ còn lại của Cu(II) sau quá trình hấp phụ. Dựa vào nồng độ ban đầu của Cu(II) ta tính được nồng độ của Cu(II) đã hấp phụ. Xác định pH tối ưu để tiến hành các thí nghiệm tiếp theo. 2.4.2. Đánh giá ảnh hưởng của thời gian phản ứng Đánh giá ảnh hưởng của thời gian phản ứng đến hiệu quả xử lý ion kim loại Cu2+ của EPS. Dung dịch nước thải chứa ion kim loại Cu2+ được chuẩn bị với nồng 25 độ 250 mg/L. Dung dịch được chỉnh về pH tối ưu. Bổ sung thêm EPS thô và tiến hành lắc trong máy lắc và lấy mẫu theo thời gian: 10 phút, 20 phút, 30 phút, 60 phút, 90 phút, 120 phút, 180 phút. Mẫu lấy ra theo thời gian được để lắng 30 phút, phần nước trong được lấy để xác định nồng độ ion kim loại Cu2+ còn lại. Xác định thời gian phản ứng tối ưu để tiến hành các thí nghiệm tiếp theo. 2.4.3. Đánh giá ảnh hưởng của nồng độ EPS Thí nghiệm được thực hiện trên thiết bị Jartest (SJ-10, Yhana). EPS được bổ sung vào các bình với thể tích từ 1,5 – 12 mL, khuấy với tốc độ 60 vòng/phút trong thời gian 2 giờ. Sau thời gian phản ứng, mẫu được để lắng trong thời gian 30 phút, phần nước trong được lấy để đo nồng độ kim loại Cu2+ còn lại sau phản ứng hấp phụ. Hiệu quả xử lý kim loại Cu2+ được tính theo công thức sau: 0 1 x 0 100 ; C C H C   trong đó: H - Hiệu xuất xử lý (%); C0 - Nồng độ ion kim loại Cu2+ trước phản ứng (mg/L); C1 - Nồng độ kim loại Cu2+ sau phản ứng (mg/L). 2.5. Phương pháp phân tích 2.5.1. Xác định khối lượng EPS thu được EPS trong dịch thu lại sau ly tâm được tinh sạch bằng cách kết tủa trong Ethanol lạnh với tỷ lệ thể tích là 2 ethanol : 1 mẫu và để ở nhiệt độ -20oC qua đêm. Mẫu sau kết tủa được ly tâm với lực ly tâm 4000rpm ở 4oC (Rotina 420R, Hettich Zentrifugen) trong 15 phút để thu EPS tinh sạch. Khối lượng của EPS được xác định bằng phương pháp trọng lượng sau khi sấy khô tới trọng lượng không đổi ở nhiệt độ từ 50oC tới 60oC. 26 2.5.2. Phân tích hàm lượng protein, polysaccharide và acid nucleic trong polymer ngoại bào EPS trong dịch sau ly tâm được kết tủa trong ethanol lạnh với quy trình, ly tâm (Rotina 420R, Hettich Zentrifugen), loại bỏ phần dịch lỏng. Phần EPS kết tủa được hòa tan trong nước cất tới thể tích ban đầu. Dung dịch này được sử dụng để phân tích protein, polysaccharide và nucleic acids. Protein được phân tích bằng phương pháp Lowry với dung dịch chuẩn là BSA (Bovine Serum Albumin) [24]. Cacbonhydrate được xác định theo phương pháp Phenol – axit Sulfuric với dung dịch chuẩn là glucose [25]. Axit nucleic được phân tích bằng phương pháp Dyphenylamin. 2.5.3. Đo phổ hồng ngoại Xác định nhóm chức trong EPS bằng phổ hồng ngoại IR: EPS được tinh sạch bằng cách kết tủa trong ethanol, sau đó sấy khô ở nhiệt độ 50oC. 0,1 - 0,2 mg mẫu sau khi đã sấy khô được trộn và nghiền kỹ với 100mg KBr. Sau đó, ép mẫu trên máy có lực ép 5 tấn để tạo viên. Mẫu sau khi tạo viên được cho lên cửa sổ máy quang phổ hồng ngoại để xác định thành phần nhóm chức. 2.5.4. Phân tích xác định Cu2+ bằng phương pháp phổ hấp phụ nguyên tử AAS theo TCVN 6193: 1996 - Phân tích xác định Cu2+ bằng phương pháp phổ hấp phụ nguyên tử theo TCVN 6193: 1996 trên thiết bị AAS- Thermo Fisher – Solar M6, tại Khoa Môi Trường- Trường Đại học Tài nguyên và Môi trường Hà Nội. - Phân tích xác định Cu2+ bằng phương pháp đo quang trên thiết bị đo quang phổ UV-VIS, tại phòng giải pháp công nghệ cải thiện môi trường – Viện Công nghệ Môi trường 27 CHƯƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 3.1. Thành phần, đặc tính của EPS tách từ bùn thải bằng các phương pháp khác nhau 3.1.1. Hàm lượng EPS EPS sau khi được tách bằng các phương pháp vật lý, phương pháp hóa học khác nhau, mẫu EPS được thu lại và đưa đi phân tích khối lượng bằng cách kết tủa trong ethanol lạnh với tỉ lệ 2 ethanol : 1 EPS (quy trình được mô tả ở mục 2.4 chương 2). Kết quả phân tích khối lượng EPS tách bằng phương pháp khác nhau được trình bày chi tiết tại Bảng 3.1. Bảng 3.1. Kết quả phân tích khối lượng, thành phần hóa học của EPS được tách bằng các phương pháp khác nhau Phương pháp Khối lượng (mg EPS/g bùn) Protein (mg /g bùn) Polysaccharide (mg /g bùn) Axit nucleic (µg /g bùn) Ly tâm 3,333 0,063 0,055 0,072 Nhiệt 5,185 0,053 0,096 0,063 HCl 101,259 2,281 2,185 1,481 H2SO4 96,000 2,607 2,311 1,442 NaOH 39,259 5,600 2,681 0,841 HCHO + NaOH 25,556 5,148 2,119 0,607 EDTA 20,000 1,170 0,561 0,239 EPS là một trong những thành phần quan trọng đóng góp vào sự hình thành lên các bông bùn sinh học trong hệ thống xử lý nước thải, vì vậy, trong bùn sinh học luôn có chứa một lượng EPS nhất định [26, 27]. Tùy thuộc vào phương pháp tách chiết EPS được sử dụng mà lượng EPS tách ra từ bùn sinh học có thể khác nhau. Kết quả phân tích cho thấy hàm lượng EPS tách được dao động từ 3,333 g EPS/g bùn (phương pháp ly tâm) tới 101.259 mg EPS/g bùn (phương pháp HCl). Hiệu quả tách tăng dần theo thứ tự sau: nhóm có hàm lượng EPS dưới 100 mg 28 EPS/L (phương pháp ly tâm, phương pháp nhiệt), nhóm có hàm lượng EPS dưới 1000 mgEPS/L (phương pháp NaOH, phương pháp NaOH kết hợp HCHO, phương pháp EDTA), nhóm có hàm lượng EPS trên 1000 mgEPS/L (phương pháp HCl, phương pháp H2SO4). Kết quả khối lượng EPS cũng cho thấy hiệu suất tách của phương pháp vật lý (ly tâm) thấp hơn nhiều so với pương pháp hóa học. Phương pháp vật lý như ly tâm và nhiệt đươc sử dụng nhiều trong nghiên cứu khác nhau để đánh giá về hàm lượng EPS có trong sinh khối [28]. Tuy nhiên, phương pháp này chỉ có khả năng tách EPS ở dạng hòa tan hoặc liên kết yếu với tế bào vi sinh vật [29]. Trong bể bùn hoạt tính, vi sinh chịu sự tách động mạnh do sự khuấy trộn bởi khí nên phần EPS có liên kết yếu với tế bào vi sinh vật có khả năng bị giải phóng ra môi trường và chỉ còn lại phần EPS liên kết tương đối chặt chẽ với tế bào vi sinh vật. Do đó, khi sử dụng phương pháp ly tâm, lượng EPS tách được không cao. Ngược lại, phương pháp tách bằng các tác nhân hóa học lại có khả năng tách cả EPS dạng hòa tan và EPS dạng liên kết, do các tác nhân tách tạo phản ứng hóa học với các cầu nối giữa EPS và tế bào vi sinh vật (khi bổ sung EDTA vào bùn sinh học, EDTA tạo phức tan với cation hóa trị II nhờ đó phá vỡ liên kết của EPS với tế bào vi sinh vật, hay bổ sung hóa chất NaOH, gốc Na tăng lên làm cho liên kết giữa EPS với các cation hóa trị II yếu đi, do đó EPS được tách ra khỏi tế bào), nhờ đó giải phóng được lượng EPS nhiều hơn vào pha lỏng. Nhìn vào kết quả phân tích ta thấy được hàm lượng của EPS tách được của phương pháp H2SO4 và phương pháp HCl (96 mg EPS/g bùn và 101,259 mg EPS/g bùn) lớn hơn rất nhiều lần so với các phương pháp khác. Hàm lượng EPS lớn có thể là do ngoài việc tách các hợp chất polymer có khối lượng phân tử cao nằm bên ngoài tế bào thì các axit HCl và H2SO4 còn có khả năng phá vỡ tế bào và tách cả những hợp chất hữu cơ phân tử lượng lớn nằm trong tế bào vi sinh vật (ví dụ: axit nucleic, polysaccharide nội bào,). Kết quả cũng cho thấy, sử dụng HCHO làm giảm hiệu suất tách EPS. Trong phương pháp tách với NaOH, khối lượng EPS giảm từ 39,259 mg EPS/g bùn 29 (phương pháp NaOH) xuống còn 25,556 mg EPS/g bùn (phương pháp HCHO + NaOH). Nguyên nhân là do HCHO có khả năng phản ứng và gắn protein trong EPS vào tế bào, cố định tế bào và làm tế bào trở nên vững chắc hơn, do đó làm giảm lượng EPS tách được [39,69,76,77]. Mặc dù, HCHO làm giảm hiệu quả tách EPS nhưng HCHO lại có khả năng bảo toàn tính chất của EPS và giảm thiểu các tác động tiêu cực của tác nhân tách tới thành phần hóa học của EPS. Kết quả phân tích hàm lượng EPS cho thấy, bằng việc sử dụng một phương pháp tách phù hợp, hàm lượng EPS tách ra được từ bùn thải của hệ thống xử lý nước thải được nuôi cấy tại phòng thí nghiệm có thể đạt từ 0.5 – 1.3 g/L (tương ứng với khoảng 10% khối lượng của sinh khối). Lượng EPS thu được cũng tương đối lớn so với quá trình lên men tổng hợp EPS thông thường (Bảng 3.2). So sánh kết quả này cho thấy, bùn thải sinh học được nuôi cấy trong phòng thí nghiệm là một nguồn tiềm năng để thu hồi EPS vừa đơn giản, lại hiệu quả phục vụ các mục đích xử lý môi trường. Bảng 3.2. So sánh kết quả khối lượng EPS tách được với các nghiên cứu khác Chủng VSV Môi trường EPS (g/L) Tài liệu tham khảo Alcaligenes cupidus (KT 210) Đường Sucrose 0,6 [30] Bacillus sp. F19 Đường Glucose 0,8 [31] Klebsiella sp. N10 Nhân tạo 1,0 [32] Proteus mirabilis (TJ-1) Đường Glucose 1,3 [33] EPS được tách từ bùn thải nuôi cấy trong phòng thí nghiệm Bùn thải nuôi cấy 0,5 – 1.3 Kết quả của đề tài 3.1.2. Thành phần hóa học của EPS thu được Thành phần hóa học của EPS quy định tính chất và khả năng hấp phụ của EPS. Như đã trình bày ở chương 1, EPS có thành phần khá phức tạp và là tổ hợp của nhiều loại polymer khác nhau. EPS có thành phần chính là các hợp chất hữu cơ có phần tử lượng lớn như protein, polysaccharide, humics, acid amin v.vTrong 30 đó, protein và polysaccharide được cho là các thành phần quan trọng nhất. Ngoài ra, nucleic acid cũng được quan tâm do nuclein acid là một chỉ thị đáng tin cậy để đánh giá mức độ ảnh hưởng của các tác nhân hóa học và lý học tới quá trình phá vỡ và phân hủy của tế bào vi sinh vật. Kết quả phân tích thành phần hóa học của EPS được tách bằng các phương pháp khác nhau được thể hiện tại Bảng 3.1. Kết quả cho thấy không chỉ khối lượng EPS mà cả thành phần hóa học của EPS cũng có sự thay đổi một cách đáng kể tùy thuộc vào phương pháp tách chiết EPS khác nhau. Hàm lượng protein có giá trị nằm trong khoảng 0,063 mg/g bùn (phương pháp ly tâm) đến 5,6 mg/g bùn (phương pháp NaOH). Hàm lượng polysaccharide có giá trị nằm trong khoảng 0,055 mg/g bùn (phương pháp ly tâm) đến 2,681 mg/g bùn (phương pháp NaOH) và hàm lượng nucleic acid có giá trị nằm trong khoảng 0,063 µg/ g bùn (phương pháp nhiệt) đến 1,481 µg/ g bùn (phương pháp HCl). Hình 3.1 thể hiện tỉ lệ phần trăm của các thành phần hóa học trong tổng khối lượng EPS thu tách được. Kết quả cho thấy EPS được tách bằng phương pháp hóa học cho kết quả hàm lượng protein và polysaccharide chiếm tỉ lệ % nhiều hơn so với hàm lượng acid nucleic, như đối với phương pháp NaOH kết hợp với HCHO cho kết quả cao nhất, hàm lượng protein chiếm 20,14% tổng khối lượng EPS thu được (69,5 mg Protein/ 345mg EPS), hàm lượng polysaccharide chiếm 8,29% tổng khối lượng EPS thu được (28,6 mg Polysaccharide/345mg EPS), phương pháp NaOH có hàm lượng protein thấp hơn chiếm 14,26% (75,6 mg Protein/ 530mg EPS), hàm lượng polysaccharide chiếm 6,83% tổng khối lượng EPS thu được (36,2 mg Polysaccharide/530mg EPS), trong khi đó, cùng thuộc nhóm phương pháp hóa học, phương pháp H2SO4, HCl và EDTA chỉ cho kết quả lần lượt là 2,25%; 2,72% và 5,85% đối với hàm lượng Protein và 2,16%; 2,41% và 2,80% đối với hàm lượng Polysaccharide. Phương pháp ly tâm và phương pháp nhiệt có hàm lượng protein và polysaccharide thấp hơn nhiều lần so với phương pháp hóa học, chiếm lần lượt là 1,89% và 1,01% tổng khối lượng EPS (đối với hàm lượng protein), chiếm lần lượt 31 là 1,64% và 1,84% (đối với hàm lượng polysaccharide). Bên cạnh đó, hàm lượng acid nucleic được phân tích giữa các phương pháp không chênh lệch nhau nhiều, dao động trong khoảng từ 1,19% đến 2,37% Mặt khác, kết quả cũng cho thấy hàm lượng protein tăng nhiều hơn so với hàm lượng polysaccharide. Nồng độ polysaccharide và protein trong EPS tăng đột biến khi được tách bằng phương pháp hóa học chứng tỏ ngoài những hợp chất polymer có khối lượng phân tử lớn nằm bên ngoài tế bào, thì các hợp chất hóa học như NaOH, HCl, H2SO4, EDTA còn có khả năng phá vỡ tế bào và tách cả những hợp chất hữu có phân tử lượng lớn nằm trong tế bào vi sinh vật như: DNA, polysaccharide nội bào, protein nội bào. Vì nucleic acid là một trong những chất chỉ thị cho hiện tượng tế bào bị phá vỡ [34]. Từ đó, hàm lượng protein, polysaccharide và nucleic acid tăng lên đáng kể. Hình 3.1. So sánh thành phần hóa học của EPS được tách bằng các phương pháp khác nhau (PN, PS và AN là hàm lượng protein, polysaccharide và acid nucleic) 32 Bảng 3.1 Kết quả phân tích khối lượng, thành phần hóa học của EPS được tách bằng các phương pháp khác nhau. Cho thấy, các phương pháp tách bằng tác nhân hóa học cho EPS có hàm lượng protein, polysaccharide và nucleic acid cao. Điều đó cũng chỉ ra rằng EPS tách bằng phương pháp hóa học có khả năng chứa cả các hợp chất polymer ngoại bào lẫn các hợp chất polymer nội bào. Thành phần hóa học của EPS (Protein, Polysaccharide và Nucleic Acid) đóng vai trò quyết định tới hiệu suất xử lý ion kim loại Cu2+ do đây là các chất có khối lượng phân tử lớn và có chứa các nhóm chức liên kết các cấu trúc của chúng. Hình 3.2, 3.3 và 3.4 thể hiện mỗi tương quan giữa hiệu suất xử lý ion kim loại Cu2+ với các thành phần hóa học chính của EPS. Kết quả thể hiện ở các hình 3.2 - 3.4 cho thấy, hàm lượng của Protein, polysaccharide và Nucleic acid trong EPS càng cao thì hiệu quả xử lý kim loại của EPS càng lớn. Tuy nhiên, dựa vào hệ số tương đồng R2, khả năng xử lý ion kim loại Cu2+ có mối quan hệ chặt chẽ nhất với hàm lượng polysaccharide (R = 0,9589), tiếp theo là protein (R = 0,8775), độ tương đồng thấp nhất là nucleic acid với R = 0,8075. 33 Hình 3.2. Mối quan hệ giữa hiệu suất xử lý kim loại với hàm lượng Protein 34 Hình 3.3. Mối quan hệ giữa hiệu suất xử lý kim loại với hàm lượng Polysaccharide Hình 3.4. Mối quan hệ giữa hiệu suất xử lý kim loại với hàm lượng Nucleic acid Như đã trình bày ở trên, polysacchride là một trong những chỉ thị đánh giá ảnh hưởng của phương pháp tách chiết tới tế bào vi sinh vật. Hàm lượng polysaccharide cao thể hiện tế bào bị phá vỡ và các hợp chất polymer có trong nội bào được giải phóng vào pha lỏng. Mối tương quan cao giữa hiệu quả xử lý ion kim loại Cu2+ và polysaccharide gợi ý rằng các hợp chất polymer có ở trong tế bào vi sinh vật đóng một vai trò lớn đối với hiệu quả xử lý kim loại của EPS tách ra từ bùn thải. 3.2. Kết quả phân tích phổ hồng ngoại Các nhóm chức hiện diện trong cấu trúc của LB-EPS và TB-EPS sinh tổng hợp bởi các chủng vi khuẩn trên môi trường bùn thải đã được phân tích, đo đạc bằng phương pháp phổ hồng ngoại (IR) Phổ hồng ngoại của EPS thu được từ 05 phương pháp đều cho thấy xuất hiện các đỉnh nằm trong khoảng từ 3400 đến 3500 cm-1, thể hiện sự tồn tại của nhóm 35 chức NH2 [16, 35], đỉnh ở 1638 cm-1 thể hiện sự tồn tại của nhóm chức cacboxyl (C=O) [8], và các đỉnh nằm trong khoảng 1100 cm-1 thể hiện sự tồn tại của nhóm chức O-C (thuộc nhóm chức carboxylic axit và dẫn xuất của chủng) [35]. Các nhóm chức như NH2, C=O và O-C trong EPS được cho là có chức năng liên kết, hấp phụ chất hữu cơ và đóng vai trò quyết định tới khả năng tạo bông của EPS [35]. Đa số các nhóm chức có mặt trong cấu trúc của EPS đều mang điện tích âm như C=O, O-C, chỉ có riêng nhóm chức NH2 là nhóm mang điện tích dương. Điều này lý giải nguyên nhân EPS thể hiện hoạt tính thấp đối với các hệ hạt mang điện tích âm như cao lanh hay các chất rắn lơ lửng trong nước khi không có sự hiện diện của các cation đa hoá trị. 36 Hình 3.5. Phổ IR của EPS được tách bằng các phương pháp khác nhau (a - Ly tâm; b - HCHO; c - NaOH; d - H2SO4; e - NaOH kết hợp HCHO). 37 3.3. Hiệu quả xử lý Cu2+ của EPS tách bằng các phương pháp khác nhau Hình 3.6. Thể hiện hiệu quả xử lý kim loại Cu2+ của EPS thô và EPS tinh tách bằng các phương pháp khác nhau Từ trước đến nay, người ta vẫn coi phương pháp tách tốt nhất là phương pháp có hiệu suất tách EPS cao và ít gây ảnh hưởng tới tế bào vi sinh vật (hạn chế được quá trình phân hủy nội bào, được đánh giá qua hàm lượng axit nucleic có trong EPS). Tuy nhiên, ảnh hưởng của các phương pháp tách tới hiệu quả xử lý kim loại của EPS vẫn chưa được đề cập tới. Trong nội dung của phần này, ảnh hưởng của phương pháp tách tới hiệu suất xử lý Cu2+ của EPS được đánh giá chi tiết với cả EPS dạng thô và EPS dạng tinh. 38 Kết quả phân tích tại Hình 3.6 cho thấy hiệu quả xử lý kim loại Cu2+ bằng EPS tách được phụ thuộc vào phương pháp tách rất nhiều, dao động từ 21,1 mg Cu/g EPS (EPS tách bằng phương pháp ly tâm) đến 158,2 mg Cu/g EPS (EPS tách bằng phương pháp NaOH) đối với EPS dạng tinh, còn đối với EPS dạng thô dao động từ 116 mg Cu/g EPS ( EPS tách bằng phương pháp ly tâm) đến 513 mg Cu/g EPS (EPS tách bằng phương pháp NaOH). Hiệu xuất xử lý của EPS dạng tinh được tách bằng tất cả các phương pháp đều cho kết quả dưới 10%, trong đó, hiệu quả lớn nhất đạt 9% và 8% lần lượt tương ứng với phương pháp NaOH và phương pháp HCHO + NaOH (giảm được tương ứng với 152,6 mg Cu/g EPS và 185,2 mg Cu/g EPS), các phương pháp còn lại đều cho kết quả thấp dưới 5% (không có khả năng xử lý kim loại Cu2+). Đối với EPS dạng thô, hiệu quả xử lý kim loại Cu2+ đạt kết quả dưới 10% (phương pháp ly tâm, phương pháp nhiệt, phương pháp HCl và phương pháp EDTA), hiệu quả trên 10% (phương pháp H2SO4, phương pháp NaOH và phương pháp HCHO + NaOH). Trong đó, phương pháp cho hiệu quả xử lý cao gồm phương pháp NaOH và HCHO + NaOH lần lượt là 18% và 23% (tương đương giảm được 406,0 mg Cu/g EPS và 513,6 mg Cu/g EPS). Kết quả tại Hình 3.6 cho thấy EPS dạng thô cho hiệu suất xử lý cao hơn so với EPS dạng tinh. Nguyên nhân có thể là do quá trình kết tủa EPS bằng ethanol lạnh chưa triệt để và do yếu tố pH ảnh hưởng tới hiệu suất kết tủa protein và polysaccharide. Protein và polysaccharide kết tủa trong ethanol với hiệu suất cao ở pH từ 5,6 – 6, pH của các phương pháp NaOH, NaOH kết hợp HCHO nằm trong khoảng 8-9 không nằm khoảng tối ưu nên hiệu suất kết tủa polysacharide, protein thấp. Muốn có EPS dạng tinh phải trải qua những công đoạn phức tạp và phải để trong khoảng thời gian dài nên có thể đã ảnh hưởng tới tế bào của vi sinh vật (xảy ra quá trình phân hủy nội bào). Do đó thành phần hóa học của EPS dạng tinh tách được có thể thấp hơn so với EPS dạng thô. Kết quả thử nghiệm nêu trên cho thấy sau xử lý bằng hóa chất, EPS thô có thể được sử dụng trực tiếp để hấp phụ Cu2+. Đây cũng là một ưu điểm thuận lợi cho việc áp 39 dụng EPS để xử lý kim loại ở quy mô thực tế do EPS có thể được sử dụng trực tiếp không cần qua bước tinh sạch. 3.4. Thử nghiệm đánh giá khả năng xử lý ion kim loại Cu2+ của EPS 3.4.1. Ảnh hưởng của pH đến hiệu quả xử lý Cho 0,11g EPS hấp phụ với 100 ml dung dịch Cu2+ có nồng độ ban đầu là 250 mg/L. Hỗn hợp được tiến hành hấp phụ với tốc độ khấy 120 vòng/phút không đổi. pH của dung dịch hấp phụ được thay đổi từ pH = 1-5,5. Kết thúc quá trình hấp phụ, tiến hành lọc xác định nồng độ Cu2+ còn lại trong dung dịch bằng phương pháp hấp phụ nguyên tử AAS. Từ đó xác định được ảnh hưởng của pH đến lượng hấp phụ của EPS. Tiến hành khảo sát ảnh hưởng pH đến khả năng hấp phụ Cu(II) của vật liệu thu được kết quả như Bảng 3.3 Bảng 3.3. Kết quả khảo sát ảnh hưởng pH đến khả năng hấp phụ của Cu(II) STT Cu(II) ban đầu (mg/L) pH Cu(II) sau hấp phụ (mg/L) Hiệu suất hấp phụ (%) 1 250 1.21 200 20 2 250 2.39 200 20 3 250 3.3 170 32 4 250 4.24 12 50 5 250 5.5 11.5 43 40 Hình 3.7. Đồ thị biểu diễn ảnh hưởng của pH đến khả năng hấp phụ Cu(II) của EPS Từ bảng 3.3 và hình 3.7 cho thấy dung lượng hấp phụ tốt nhất của EPS đạt cao nhất khi pH = 4.5 – 5.5. Ở pH thấp, các nhóm chức của EPS bị proton hóa và tích điện dương dẫn đến giảm hiệu quả hấp phụ đồng. Khi pH tăng lên, mật độ điện tích (-) tăng và do đó làm tăng hiệu quả xử lý. Thí nghiệm không thực hiện ở pH cao hơn 5.5 do ở pH cao, Cu sẽ bị kết tủa và khó đánh giá được giữa hiệu quả của quá trình hấp phụ và quá trình kết tủa. Kết quả thu được cho thấy ở pH = 4.5 EPS được tách bằng phương pháp NaOH kết hợp với HCHO có khả năng hấp phụ Cu (II) tốt nhất, đạt tới 50%. 3.4.2. Ảnh hưởng của thời gian phản ứng đến hiệu quả xử lý Thời gian hấp phụ trao đổi của Cu2+ được khảo sát bằng cách lấy 0,1g vật liệu EPS cho lần lượt vào 100 ml dung dịch Cu2+ có nồng độ ban đầu là 250 mg/L. Thực hiện quá trình hấp phụ và trao đổi trong khoảng thời gian khuấy khác nhau lần lượt là 10 phút, 20 phút, 30 phút, 60 phút, 120 phút và 180 phút với tốc độ khuấy cố định là 120 vòng/phút. Kết thúc quá trình hấp phụ, tiến hành lọc xác định cố định nồng độ Cu2+ còn lại trong dung dịch và tính được dung lượng hấp phụ của vật liệu ở Bảng 3.4. 41 Kết quả khảo sát ảnh hưởng của thời gian đến khả năng hấp phụ Cu(II) của EPS được tách bằng phương pháp EPS được thể hiện trên Bảng 3.4. Bảng 3.4. Kết quả khảo sát ảnh hưởng thời gian đến khả năng hấp phụ Cu(II) của EPS STT Cu(II) ban đầu (mg/L) Thời gian (phút) Cu(II) sau hấp phụ (mg/L) Hiệu suất hấp phụ (%) 1 250 10 250 0 2 250 20 134,39 48,31 3 250 30 132.01 49,56 4 250 60 123,03 52,68 5 250 90 126,31 51,42 6 250 120 126,57 51,32 7 250 180 126,75 51,25 Hình 3.8. Đồ thị biểu diễn ảnh hưởng thời gian đến khả năng hấp phụ Cu(II) của EPS 42 Từ bảng 3.4 và hình 3.8 ta có thể thấy khi tăng thời gian thực hiện hấp phụ của vật liệu từ 10 đến 60 phút dung lượng hấp phụ trao đổi của vật liệu đối với Cu2+ tăng lên từ 0 mg/L đến 126,97 mg/L. Kết quả cho thấy chỉ sau 60 phút thì khả năng hấp phụ Cu(II) của EPS được tách bằng phương pháp NaOH kết hợp với HCHO gần như bão hòa. Nguyên nhân là do quá trình hấp phụ và trao đổi của EPS cần có thời gian nhất định để các ion Cu2+ có thời gian khuếch tán di chuyển sâu vào cấu trúc bên trong mao quản để thực thiện quá trình hấp phụ, đồng thời khi thời gian tương tác quá lâu, quá trình trung hòa axit bởi một số hợp chất kiềm và cacbonate trong EPS làm tăng pH của dung dịch dẫn đến giảm khả năng hòa tan của ion kim loại Cu2+. Do vậy khi tăng thời gian thực hiện hấp phụ của EPS dung lượng hấp phụ tăng lên. Các kết quả cũng cho thấy khi thời gian thực hiện quá trình hấp phụ của EPS trên 60 phút thì dung lượng hấp phụ của EPS đối với ion Cu2+ có chút giảm nhẹ chứng tỏ thời gian hấp phụ của EPS tại 60 phút đã đạt tới trạng thái cân bằng. Như vậy trong các quá trình khảo sát tiếp theo ta sẽ lựa chọn pH = 4,5 và thời gian hấp phụ là 60 phút để nghiên cứu. 3.4.3. Ảnh hưởng của nồng độ EPS tới hiệu quả xử lý Hình 3.9 trình bày kết quả thử nghiệm tách chiết ion kim loại Cu2+ bằng EPS thu tách được ở các nồng độ khác nhau từ 0,02 g EPS đến 0,16 g EPS (thời gian tương tác 60 phút, pH = 4,5, tốc độ khuấy 120 vòng/phút). 43 Hình 3.9. Đồ thị biểu diễn ảnh hưởng nồng độ EPS đến khả năng hấp phụ Cu(II) Kết quả nghiên cứu ở hình 3.9 cho thấy, hiệu suất loại bỏ kim loại đạt hiệu quả cao từ từ 104,2 mg Cu/g EPS đến 610 mg Cu/g EPS khi bổ sung thêm lượng EPS dao động từ 0,02 g EPS đến 0,16 g EPS. Hiệu quả xử lý ion kim loại Cu2+ tăng theo bội số lượng EPS được thêm vào thí nghiệm (từ 0,02 g EPS đến 0,09 g EPS). Trong khi đó, hiệu suất của kim loại Cu2+ gần như không có sự chênh lệch nhiều khi tăng nồng độ EPS từ 0,11 g đến 0,16 gam. Như vậy, nồng độ tối ưu để xử lý ion kim loại Cu2+ trong bùn thải của EPS là 0,11 g EPS tương đương loại bỏ được 568,5 mg Cu/g EPS 3.5. Kết quả thử nghiệm xử lý ion kim loại Cu2+ của EPS đối với mẫu nước thải thực tế * Mẫu môi trường:Nước thải được lấy tại nhà máy mạ đồng Phú Thái. Mẫu được xử lý bảo quản bằng cách axit đến pH ≤ 2 và được lọc ngay sau khi xử lý. 44 * Tiến hành: Cho 500 ml dung dịch mẫu ở trên có nồng độ ban đầu là (155 mg/l) tiến hành chạy Jar-test bằng EPS tách thu từ phương pháp NaOH kết hợp với HCHO. Điều kiện tối ưu thủ nghiệm tại pH = 4,5; thời gian 60 phút; nồng độ EPS dao động từ 20,25 mg EPS/L đến 135 mg EPS/L. Kết thúc tiến hành phân tích xác định lại nồng độ Cu2+ còn lại trong nước thải bằng phương pháp hấp phụ nguyên tử AAS. Từ đó tính toán và xác định được hiệu quả xử lý của vật liệu đối với mẫu nước thải thực tế. * Kết quả: Căn cứ vào kết quả trong phần 3.2, ta tiến hành thử nghiệm khả năng xử lý kim loại Cu2+ bằng EPS được tách bởi phương pháp NaOH trên mẫu nước thải nhà mày mạ đồng Phú Thái (nồng độ ban đầu Co = 155 mg/L, pH ban đầu = 1,97). Thông số pH được khống chế trong khoảng 4,5 để đảm bảo không xảy ra hiện tượng kết tủa kim loại. Hình 3.10. Đồ thị biểu diễn ảnh hưởng nồng độ của EPS đến khả năng hấp phụ Cu(II) 45 Kết quả Hình 3.10 cho thấy, ở điều kiện pH 4.5, hiệu quả xử lý kim loại Cu2+ của EPS được tách bằng phương pháp NaOH kết hợp với HCHO tăng dần khi ta đồng thời tăng nồng độ EPS từ 0,02 g EPS lên 0,14 g EPS. Nước thải nhà máy mạ đồng Phú Thái có nồng độ ban đầu C0 = 155 mg Cu/L, sau khi bổ sung 0,02 gam EPS thì hiệu suất xử lý kim loại Cu đạt 11,7% tức giảm được 20,32 mg Cu/g EPS. Tiếp tục tăng lượng EPS được bổ sung vào nước thải, kết quả cho thấy hàm lượng ion kim loại Cu2+ bị loại bỏ tiếp tục tăng lên tới 118,2mg Cu/g EPS khi bổ sung 0,11g EPS. Khi tăng lượng EPS cần bổ sung vào thí nghiệm lên 0,14g EPS, kết quả cho thấy thấy hàm lượng ion kim loại Cu2+ bị loại bỏ tăng nhẹ từ 118,2mg Cu/g EPS lên 125,6mg Cu/g EPS. Điều này cho thấy lượng EPS tối ưu nhất được tách bằng phương pháp NaOH kết hợp HCHO là 0,11gam với 100ml mẫu tương ứng đạt hiệu quả xử lý tốt nhất, giảm được 118,2mg Cu/g EPS. 46 KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ 1. Kết luận Bẩy phương pháp tách chiết khác nhau đã được nghiên cứu để tách EPS từ bùn thải sinh học được nuôi cấy trong phòng phòng thí nghiệm tại Viện Công nghệ Môi trường để lựa chọn ra được phương pháp phù hợp để tách EPS phục vụ mục đích xử lý kim loại Cu2+. Các kết quả chính đạt được của luận văn cụ thể như sau: 1. Hàm lượng EPS tách được dao động từ 0,045 mg/L đến 1,367 mg/L. Các phương pháp hóa học cho hiệu suất tách EPS cao hơn nhiều so với phương pháp vật lý. Trong đó, NaOH và HCHO kết hợp NaOH là hai phương pháp tốt nhất 2. Hàm lượng protein, polysaccharide và nuleic acid có trong EPS tách bằng phương pháp NaOH kết hợp HCHO là cao nhất, lần lượt là 69,5 mg protein/L, 28,6 mg polysaccharide/L và 8,19 µg nucleic acid/L (tương ứng với 20,14%, 8,29% và 3,9%) 3. Thử nghiệm khả năng xử lý Cu cho thấy NaOH kết hợp HCHO là phương pháp tách phù hợp nhất do cả EPS thô và tinh đều có khả năng xử lý kim loại Cu với hiệu suất cao. 4. Nghiên cứu chi tiết khả năng xử lý kim loại Cu2+ của EPS tách bằng HCHO-NaOH cho thấy: - EPS thể hiện khả năng xử lý kim loại tốt ở khoảng pH axit (pH < 6). - Nồng độ EPS phù hợp để xử lý kim loại dao động từ 100-200 mg EPS/L. Ở điều kiện tối ưu, hiệu suất xử lý kim loại Cu2+ đạt được là loại bỏ 568,5 mg Cu/g EPS với 0,11 g EPS khi sử dụng EPS tách bằng phương pháp NaOH kết hợp HCHO. 2. Kiến nghị Do giới hạn về thời gian nghiên cứu nên kết quả của luận văn mới chỉ dừng lại ở các kết luận như trên. Tuy nhiên, các kết quả đạt được đã cho thấy EPS tách từ bùn thải là một hướng nghiên cứu có nhiều tiềm năng và cần được tiếp tục nghiên cứu. Từ quá trình nghiên cứu tổng quan tài liệu và quá trình thực nghiệm, một số nội dung nghiên cứu tiếp theo của hướng nghiên cứu này được đề xuất, cụ thể như sau: 47 1. Nghiên cứu thử nghiệm trực tiếp khả năng áp dụng của EPS trên nước thải nhiễm kim loại Cu2+ từ các khu công nghiệp, nhà máy khác nhau. 2. Nghiên cứu đánh giá thêm khả năng hấp phụ các kim loại khác bằng EPS, đặc biệt là các kim loại khó kết tủa ở điều kiện pH trung tính. 3. Tối ưu hóa phương pháp tách trên nhiều yếu tố hơn để thu được EPS chất lượng tốt nhất, đem lại hiệu quả kinh tế cao như nồng độ của NaOH, nồng độ HCHO, nhiệt độ,... 4. Xây dựng các nghiên cứu sâu về thành phần quyết định tới khả năng hâp phụ kim loại của EPS để từ đó tối ưu được phương pháp tách và phương pháp thu hồi EPS nhằm đạt được dung lượng hấp phụ cao 5. Nghiên cứu khả năng tuần hoàn, tái sử dụng các hóa chất tách để nâng cao khả năng áp dụng của phương pháp. 6. Nghiên cứu khả năng thu hồi lượng kim loại đồng để không làm ảnh hưởng đến chất lượng môi trường sau khi đã loại bỏ từ nước thải ban đầu. 48 TÀI LIỆU THAM KHẢO 1. Liu, Y. and H.H. Fang, Influences of extracellular polymeric substances (EPS) on flocculation, settling, and dewatering of activated sludge. 2003. 2. More, T., et al., Extracellular polymeric substances of bacteria and their potential environmental applications. Journal of environmental management, 2014. 144: p. 1-25. 3. Wingender, J., T.R. Neu, and H.-C. Flemming, What are bacterial extracellular polymeric substances?, in Microbial extracellular polymeric substances. 1999, Springer. p. 1-19. 4. Wingender, J., T.R. Neu, and H.-C. Flemming, Microbial extracellular polymeric substances: characterization, structure, and function. 1999: Springer Science & Business Media. 5. Brown, M.J. and J.N. Lester, Comparison of bacterial extracellular polymer extraction methods. Applied and Environmental Microbiology, 1980. 40(2): p. 179-185. 6. Flemming, H.-C., et al., Physico-chemical properties of biofilms. Biofilms: recent advances in their study and control. Amsterdam: Harwood Academic Publishers, 2000: p. 19-34. 7. Donlan, R.M., Biofilms: microbial life on surfaces. Emerg Infect Dis, 2002. 8(9). 8. Li, X. and S. Yang, Influence of loosely bound extracellular polymeric substances (EPS) on the flocculation, sedimentation and dewaterability of activated sludge. Water Research, 2007. 41(5): p. 1022-1030. 9. Sutherland, I.W., Structure-function relationships in microbial exopolysaccharides. Biotechnology advances, 1994. 12(2): p. 393-448. 10. Comte, S., G. Guibaud, and M. Baudu, Effect of extraction method on EPS from activated sludge: an HPSEC investigation. Journal of hazardous materials, 2007. 140(1): p. 129-137. 11. Cheremisinoff, N.P., Handbook of water and wastewater treatment technologies. 2001: Butterworth-Heinemann. 12. Flemming, H. and A. Leis, Sorption properties of biofilms. Encyclopedia of environmental microbiology. John Wiley & Sons, Inc., New York, NY. doi, 2003. 49 10: p. 0471263397. 13. Liu, H. and H.H. Fang, Extraction of extracellular polymeric substances (EPS) of sludges. Journal of Biotechnology, 2002. 95(3): p. 249-256. 14. Zhang, J., et al., Characterization of a bioflocculant produced by the marine myxobacterium Nannocystis sp. NU-2. Applied microbiology and biotechnology, 2006. 59(4-5): p. 517-522. 15. Moon, P., P. Carrott, and M.R. Carrott, Application of different equations to adsorption isotherms of phenolic compounds on activated carbons prepared from cork. Carbon, 2006. 44(12): p. 2422-2429. 16. Zhang, J., et al., Production of an exopolysaccharide bioflocculant by Sorangium cellulosum. Letters in applied microbiology, 2006. 34(3): p. 178-181. 17. Comte, S., G. Guibaud, and M. Baudu, Relations between extraction protocols for activated sludge extracellular polymeric substances (EPS) and EPS complexation properties: Part I. Comparison of the efficiency of eight EPS extraction methods. Enzyme and Microbial Technology, 2006. 38(1): p. 237-245. 18. Mayer, C., et al., The role of intermolecular interactions: studies on model systems for bacterial biofilms. International journal of biological macromolecules, 1999. 26(1): p. 3-16. 19. Frølund, B., et al., Extraction of extracellular polymers from activated sludge using a cation exchange resin. Water research, 1996. 30(8): p. 1749-1758. 20. Sheng, G.-P., H.-Q. Yu, and X.-Y. Li, Extracellular polymeric substances (EPS) of microbial aggregates in biological wastewater treatment systems: a review. Biotechnology Advances, 2010. 28(6): p. 882-894. 21. Bezawada, J., et al., Production of extracellular polymeric substances (EPS) by Serratia sp. 1 using wastewater sludge as raw material and flocculation activity of the EPS produced. Journal of environmental management, 2013. 128: p. 83-91. 22. Späth, R., H.-C. Flemming, and S. Wuertz, Sorption properties of biofilms. Water Science and Technology, 1998. 37(4): p. 207-210. 23. Jorand, F., et al., Hydrophobic/hydrophilic properties of activated sludge 50 exopolymeric substances. Water Science and Technology, 1998. 37(4): p. 307-315. 24. Sani, R.K. and U.C. Banerjee, Decolorization of triphenylmethane dyes and textile and dye-stuff effluent by Kurthia sp. Enzyme and Microbial Technology, 1999. 24(7): p. 433-437. 25. Delee, W., et al., Anaerobic treatment of textile effluents: a review. Journal of chemical technology and biotechnology, 1998. 73(4): p. 323-335. 26. Lee, M., et al., Design of carbon beds to remove humic substances. Journal of Environmental Engineering, 1983. 109(3): p. 631-645. 27. Wu, J.-Y. and H.-F. Ye, Characterization and flocculating properties of an extracellular biopolymer produced from a Bacillus subtilis DYU1 isolate. Process Biochemistry, 2007. 42(7): p. 1114-1123. 28. Carrott, P., et al., Separating surface and solvent effects and the notion of critical adsorption energy in the adsorption of phenolic compounds by activated carbons. Langmuir, 2005. 21(25): p. 11863-11869. 29. Mishra, A. and M. Bajpai, The flocculation performance of Tamarindus mucilage in relation to removal of vat and direct dyes. Bioresource technology, 2006. 97(8): p. 1055-1059. 30. Zheng, Y., et al., Production and characteristics of a bioflocculant produced by Bacillus sp. F19. Bioresource Technology, 2008. 99(16): p. 7686-7691. 31. Feng, D.L. and S.H. Xu, Characterization of bioflocculant MBF3-3 produced by an isolated Bacillus sp. World Journal of Microbiology and Biotechnology, 2008. 24(9): p. 1627-1632. 32. Yang, Q., et al., A novel bioflocculant produced by Klebsiella sp. and its application to sludge dewatering. Water and Environment Journal, 2012. 26(4): p. 560-566. 33. Pan, X., et al., A comparison of five extraction methods for extracellular polymeric substances (EPS) from biofilm by using three-dimensional excitation- emission matrix (3DEEM) fluorescence spectroscopy. Water Sa, 2010. 36(1): p. 51 34. Carrott, P., et al., Influence of surface ionization on the adsorption of aqueous zinc species by activated carbons. Carbon, 1997. 35(3): p. 403-410. 111-116. 35. D’Abzac, P., et al., Extraction of extracellular polymeric substances (EPS) from anaerobic granular sludges: comparison of chemical and physical extraction protocols. Applied microbiology and biotechnology, 2010. 85(5): p. 1589-1599.