Luận văn Thạc sĩ Khoa học môi trường: Nghiên cứu khả năng xử lý kim loại trong nước bằng polyme sinh học (biopolymer) tách từ bùn thải sinh học

BỘ TÀI NGUYÊN VÀ MÔI TRƯỜNG

TRƯỜNG ĐẠI HỌC TÀI NGUYÊN VÀ MÔI TRƯỜNG HÀ NỘI

LUẬN VĂN THẠC SĨ

TÊN ĐỀ TÀI:

NGHIÊN CỨU KHẢ NĂNG XỬ LÝ KIM LOẠI TRONG NƯỚC

BẰNG POLYME SINH HỌC (BIOPOLYMER)

TÁCH TỪ BÙN THẢI SINH HỌC

CHUYÊN NGÀNH: KHOA HỌC MÔI TRƯỜNG

LÊ THỊ CHUNG

Hà Nội, Năm 2018

BỘ TÀI NGUYÊN VÀ MÔI TRƯỜNG

TRƯỜNG ĐẠI HỌC TÀI NGUYÊN VÀ MÔI TRƯỜNG HÀ NỘI

LUẬN VĂN THẠC SĨ

TÊN ĐỀ TÀI:

NGHIÊN CỨU KHẢ NĂNG XỬ LÝ KIM LOẠI TRONG NƯỚC

BẰNG POLYME SINH HỌC (BIOPOLYMER)

TÁCH TỪ BÙN THẢI SINH HỌC

LÊ THỊ CHUNG

CHUYÊN NGÀNH: KHOA HỌC MÔI TRƯỜNG

MÃ SỐ: 60440301

NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC

TS. NGUYỄN VIẾT HOÀNG

Hà Nội, Năm 2018

MỤC LỤC

DANH MỤC BẢNG BIỂU ....................................................................................... 6

MỞ ĐẦU .................................................................................................................... 1

CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN VỀ CÁC VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU ......................... 4

1.1. Kim loại – nguồn gốc phát sinh và mức độ ảnh hưởng ............................. 4

1.1.1. Nguồn gốc phát sinh kim loại ..................................................................... 4

1.1.2. Mức độ ảnh hưởng của kim loại ................................................................. 4

1.2. Vài nét về kim loại đồng ............................................................................... 5

1.2.1. Giới thiệu chung kim loại đồng .................................................................. 5

1.2.2. Nguồn gốc phát sinh.................................................................................... 6

1.2.3. Các phương pháp xử lý kim loại đồng ........................................................ 8

1.3. Tổng quan về EPS ....................................................................................... 11

1.3.1. Khái niệm chung về EPS .......................................................................... 11

1.3.2. Đặc điểm thành phần hóa học của EPS ..................................................... 11

1.3.3. Một số tính chất chính của EPS ................................................................ 12

1.3.4. Các phương pháp tách EPS ....................................................................... 14

1.3.5. Ứng dụng của EPS trong xử lý kim loại ................................................... 18

CHƯƠNG 2. ĐỐI TƯỢNG, PHẠM VI VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 20

2.1. Đối tượng và phạm vi nghiên cứu ................................................................... 20

2.2. Vật liệu thí nghiệm ........................................................................................... 20

2.2.1. Bùn thải ....................................................................................................... 20

2.2.2. Nước thải ..................................................................................................... 20

2.3. Thực nghiệm ..................................................................................................... 20

2.3.1. Quy trình vận hành thiết bị pilot xử lý nước thải sinh hoạt để lấy sinh khối

tách EPS ................................................................................................................ 20

2.3.2. Phương pháp tách thu EPS từ bùn thải sinh học nuôi cấy .......................... 21

2.4. Đánh giá các yếu tố ảnh hưởng tới hiệu quả xử lý ion kim loại Cu2+ của

polymer ngoại bào ................................................................................................... 24

2.4.1. Đánh giá ảnh hưởng của pH ........................................................................ 24

2.4.3. Đánh giá ảnh hưởng của nồng độ EPS ........................................................ 25

2.5. Phương pháp phân tích ................................................................................... 25

2.5.1. Xác định khối lượng EPS thu được ............................................................. 25

2.5.2. Phân tích hàm lượng protein, polysaccharide và acid nucleic trong polymer

ngoại bào ............................................................................................................... 26

2.5.3. Đo phổ hồng ngoại ...................................................................................... 26

2.5.4. Phân tích xác định Cu2+ bằng phương pháp phổ hấp phụ nguyên tử AAS

theo TCVN 6193: 1996 ......................................................................................... 26

CHƯƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN ......................................................... 27

3.1. Thành phần, đặc tính của EPS tách từ bùn thải bằng các phương pháp

khác nhau ................................................................................................................. 27

3.1.1. Hàm lượng EPS ........................................................................................... 27

3.1.2. Thành phần hóa học của EPS thu được ...................................................... 29

3.2. Kết quả phân tích phổ hồng ngoại .................................................................. 34

3.3. Hiệu quả xử lý Cu2+ của EPS tách bằng các phương pháp khác nhau ....... 37

3.4. Thử nghiệm đánh giá khả năng xử lý ion kim loại Cu2+ của EPS ............... 39

3.4.1. Ảnh hưởng của pH đến hiệu quả xử lý ....................................................... 39

3.4.2. Ảnh hưởng của thời gian phản ứng đến hiệu quả xử lý .............................. 40

3.4.3. Ảnh hưởng của nồng độ EPS tới hiệu quả xử lý ......................................... 42

3.5. Kết quả thử nghiệm xử lý ion kim loại Cu2+ của EPS đối với mẫu nước

thải thực tế ............................................................................................................... 43

KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ ................................................................................ 46

1. Kết luận ............................................................................................................ 46

2. Kiến nghị .......................................................................................................... 46

TÀI LIỆU THAM KHẢO ...................................................................................... 48

DANH MỤC HÌNH VẼ

Hình 2.1. Quy trình tách EPS theo các phương pháp khác nhau .............................. 22

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) .. 31

Hình 3.2. Mối quan hệ giữa hiệu suất xử lý kim loại với hàm lượng Protein .......... 33

Hình 3.3. Mối quan hệ giữa hiệu suất xử lý kim loại với hàm lượng Polysaccharide .... 34

Hình 3.4. Mối quan hệ giữa hiệu suất xử lý kim loại với hàm lượng Nucleic acid .. 34

Hình 3.5. Phổ IR của EPS được tách bằng các phương pháp khác nhau .................. 36

của EPS thô và EPS tinh tách bằng

Hình 3.6. Thể hiện hiệu quả xử lý kim loại Cu2+

các phương pháp khác nhau ...................................................................................... 37

Hình 3.7. Đồ thị biểu diễn ảnh hưởng của pH đến khả năng hấp phụ Cu(II) của EPS .... 40

Hình 3.8. Đồ thị biểu diễn ảnh hưởng thời gian đến khả năng hấp phụ Cu(II) của

EPS ............................................................................................................................ 41

Hình 3.9. Đồ thị biểu diễn ảnh hưởng nồng độ EPS đến khả năng hấp phụ Cu(II) .. 43

Hình 3.10. Đồ thị biểu diễn ảnh hưởng nồng độ của EPS đến khả năng hấp phụ

Cu(II) ......................................................................................................................... 44

DANH MỤC BẢNG BIỂU

Bảng 1.1. Hàm lượng một số kim loại nặng trong nước thải một số làng nghề tái chế .. 7

Bảng 1.2. Thành phần hóa học của EPS .................................................................. 12

Bảng 1.3. Các phương pháp tách EPS ..................................................................... 16

Bảng 3.1. Kết quả phân tích khối lượng, thành phần hóa học của EPS được tách

bằng các phương pháp khác nhau ............................................................................ 27

Bảng 3.2. So sánh kết quả khối lượng EPS tách được với các nghiên cứu khác ...... 29

Bảng 3.3. Kết quả khảo sát ảnh hưởng pH đến khả năng hấp phụ của Cu(II) .......... 39

Bảng 3.4. Kết quả khảo sát ảnh hưởng thời gian đến khả năng hấp phụ Cu(II) của

EPS ............................................................................................................................ 41

LỜI CẢM ƠN

Trong khoảng thời gian tham gia nghiên cứu về chuyên đề: được tiếp xúc

với các phương pháp với giúp em củng cố và nâng cao được kiến thức, kỹ năng

nghề nghiệp làm hành trang cho em bước đi trên con đường tương lai.

Qua đây em xin gửi lời cảm ơn chân thành và sâu sắc đến:

Ban giám hiệu trường cùng các thầy cô trong khoa Môi trường – Trường

Đại học Tài nguyên và Môi trường Hà Nội đã tạo cho em một môi trường học tập

tích cực, đã giảng dạy và truyền đạt cho em hành trang kiến thức vô cùng quý báu.

Phòng Giải pháp Công nghệ Cải thiện Môi trường – Viện Công nghệ Môi

trường – Viện Hàn lâm Khoa học và Công nghệ Việt Nam, là nơi em công tác và

trực tiếp tham gia nghiên cứu, hoàn thiện luận văn tốt nghiệp của mình.

TS. Nguyễn Viết Hoàng người đã tận tình hưỡng dẫn, chỉ bảo và giúp đỡ

em trong quá trình thực hiện luận văn tốt nghiệp. Kính chúc TS. Nguyễn Viết

Hoàng công tác tốt, dồi dào sức khỏe và tiếp tục thực hiện sứ mệnh cao đẹp của

mình là truyền đạt kiên thức cho thế hệ mai sau.

TS. Mai Văn Tiến – giảng viên bộ môn Công nghệ Môi trường – Khoa Môi

trường – Trường Đại học Tài Nguyên và Môi trường Hà Nội, người đã dành nhiều

công sức, thời gian với sự tâm huyết để giúp đỡ em hoàn thiện luận văn tốt nghiệp.

Sau cùng em xin gửi lời cảm ơn tới gia đình đã luôn động viên và là chỗ

dựa vững chắc cho em trong suốt quá trình học tập và làm việc.

Hà Nội, tháng 7 năm 1018

Sinh viên

Lê Thị Chung

LỜI CAM ĐOAN

Tôi xin cam đoan rằng luận văn này là thành quả của bản thân tôi trong suốt

thời gian làm luận văn vừa qua.

Các tài liệu, số liệu, kết quả được sử dụng trong luận văn là chính xác, khoa

học và đúng với quá trình nghiên cứu của bản thân tôi tại phòng thí nghiệm – Phòng

Giải pháp Công nghệ Cải thiện Môi trường – Viện Công nghệ Môi trường.

Những kết luận và kiến nghị được đưa ra sau quá trình nghiên cứu là không

sao chép của tác giả nào.

Cuối cùng tôi xin cam đoan rằng luận văn là hoàn toàn trung thực, chính

xác và khoa học.

Hà Nội, tháng 7 năm 1018

Sinh viên

Lê Thị Chung

MỞ ĐẦU

Môi trường và ô nhiễm môi trường hiện đang là vấn đề được cả thế giới quan

tâm. Bên cạnh sự phát triển mạnh mẽ của công nghiệp, nông nghiệp, du lịch có tác

động tích cực cho sự phát triển kinh tế - xã hội, thì sự phát triển này cũng là nguyên

nhân chính làm cho môi trường xung quanh chúng ta ngày càng trở nên ô nhiễm

nặng hơn. Ô nhiễm kim loại nặng nói chung và ô nhiễm đồng nói riêng vào nguồn

nước chủ yếu là do nước thải từ hoạt động của các nhà máy khai thác khoáng sản,

nhà máy mạ điện, nhà máy cơ khí, nhà máy sản xuất pin, ắc quy và gốm sứ,… chưa

qua xử lý hoặc xử lý chưa triệt để thải ra môi trường. Ô nhiễm kim loại nặng trong

nước là nguyên nhân gây ra sự phá vỡ nhiều quá trình chuyển hóa và cân bằng sinh

thái do độc tính và khả năng tích lũy của chúng. Khác với hầu hết các chất gây ô

nhiễm khác, đồng không phân hủy sinh học và không trải qua một chu kỳ sinh thái,

sinh học chung [2]. Việc sử dụng nguồn nước có chứa đồng và hợp chất của nó gây

ảnh hưởng tới toàn bộ các cơ quan và hệ cơ quan của con người. Nhiễm độc kim

loại nặng thường gây ra những tổn thương đặc biệt trong hệ thống tạo máu, hệ tim

mạch, hệ thần kinh và hệ tiêu hóa. Đặc biệt đối với trẻ em ngay cả với hàm lượng

kim loại nặng rất nhỏ cũng ảnh hưởng đến sức khỏe, dẫn đến những rối loạn về phát

triển trí tuệ và thể lực, các rối loạn thần kinh tâm lý, giảm tổng hợp hemen và thiếu

máu, giảm vitamin D trong máu và tăng ngưỡng tiếp nhận âm thanh. Nghiên cứu và

tìm ra các giải pháp kết hợp với công tác quản lý nhằm giảm thiểu ô nhiễm kim loại

nặng đặc biệt trong nguồn nước là việc làm cần thiết và thu hút được sự quan tâm

của rất nhiều nhà khoa học trong nước và quốc tế.

Hiện nay có nhiều phương pháp để xử lý ion kim loại như phương pháp kết

tủa hóa học; phương pháp trao đổi ion; phương pháp đông tụ, keo tụ và hấp thụ.

Đáng lưu ý hơn cả là phương pháp hấp phụ và trao đổi ion: một trong những biện

pháp hiệu quả trong xử lý nước khi so sánh với các phương pháp xử lý khác do lợi

thế dễ thực hiện, không phát sinh chất độc hại trong suốt quá trình xử lý và gần như

loại bỏ được tất cả các chất ô nhiễm trong nước.

Bùn thải sinh học (BTSH) của các hệ thống xử lý nước thải (XLNT) có chứa

lượng lớn hợp chất polymer sinh học (EPS - Extracellular polymeric substances).

1

EPS liên kết với tế bào vi sinh vật (VSV) thông qua các tương tác phức tạp để

tạo thành một cấu trúc mạng lưới rộng lớn. EPS là chất có phân tử lượng lớn

được sinh tổng hợp bởi VSV [2]. Các công trình nghiên cứu gần đây cho thấy

EPS là một vật liệu tiềm năng để xử lý kim loại trong nước thải xi mạ [70]. Khả

năng hấp phụ sinh học của EPS (chủ yếu là heteropolysaccharides và lipids)

được cho là do EPS có khối lượng phân tử cao và chứa nhiều nhóm chức khác

nhau (ví dụ amino, carboxyl, hydroxyl, phosphate v.v…). EPS đạt hiệu quả cao

trong việc xử lý ion kim loại Cu2+.

Xuất phát từ những lý do trên, đề tài “Nghiên cứu khả năng xử lý kim loại

trong nước bằng polyme sinh học (biopolymer) tách từ bùn thải sinh học” được

thực hiện nhằm mục đích tách phần polymer sinh học có trong bùn thải và sử dụng

chúng với vai trò làm vật liệu để hấp phụ, xử lý kim loại Cu trong nước thải.

1. Mục tiêu nghiên cứu

- Nghiên cứu xây dựng được quy trình tách bio-polymer từ bùn thải sinh học

- Đánh giá khả năng ứng dụng xử lý ion kim loại Cu2+ trong nước thải xi mạ

bằng bio-polymer tách được.

2. Nội dung nghiên cứu

- Nghiên cứu lựa chọn và xây dựng quy trình tách bio-polymer từ bùn thải

sinh học

- Phân tích đặc trưng cấu trúc tính chất của bio-polymer thu tách được

- Thử nghiệm đánh giá khả năng xử lý ion kim loại Cu2+ trong nước và

nghiên cứu một số yếu tố ảnh hưởng tới quá trình xử lý.

3. Những đóng góp mới của đề tài

Kết quả của đề tài nghiên cứu nhằm xác định được một phương pháp tách

phù hợp để tách polymer sinh học có trong bùn thải cho hiệu quả xử lý Cu tốt. Kết

quả này sẽ tạo các bước đi đầu để tái sử dụng các phần vật chất có ích trong bùn

thải (dạng chất thải đang phải đưa đi xử lý) và đưa ra được một loại vật liệu hấp phụ

kim loại có tính thân thiện môi trường.

2

4. Cấu trúc của luận văn

Luận văn gồm 3 chương, 55 trang, 11 hình, 7 bảng.

Mở đầu: Tóm tắt nội dung và tính cấp thiết của luận văn

Chương 1: Tổng quan về các vấn đề nghiên cứu (13 trang)

Chương 2: Đối tượng, phạm vi và phương pháp nghiên cứu (8 trang)

Chương 3: Kết quả và thảo luận (20 trang)

3

CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN VỀ CÁC VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU

1.1. Kim loại – nguồn gốc phát sinh và mức độ ảnh hưởng

1.1.1. Nguồn gốc phát sinh kim loại

Trong tự nhiên kim loại tồn tại trong ba môi trường: môi trường không khí,

môi trường nước và môi trường đất. Trong môi trường nước thì kim loại tồn tại

dưới dạng ion hoặc phức chất. Trong ba môi trường thì môi trường nước là môi

trường có khả năng phát tán kim loại nặng đi xa nhất và rộng nhất. Trong những

điều kiện thích hợp kim loại nặng trong môi trường nước có thể phat tán vào trong

môi trường đất hoặc môi trường khí. Kim loại nặng trong nước làm ô nhiễm cây

trồng khi các cây trồng này được tưới bằng nguồn nước có chứa kim loại nặng hoặc

đất trồng cây bị ô nhiễm bởi nguồn nước có chứa kim loại nặng chảy qua. Do đó

kim loại nặng trong môi trường nước có thể đi vào cơ thể con người thông qua con

đường ăn hoặc uống.

Các quá trình sản xuất công nghiệp, quá trình khai khoáng, quá trình tinh

chế quặng, kim loại, sản xuất kim loại thành phẩm… là các nguồn chính gây ô

nhiễm kim loại nặng trong môi trường nước. Thêm vào đó, các hợp chất của kim

loại nặng được sử dụng rộng rại trong các ngành công nghiệp khác khư quá trình

tạo màu và nhuộm, ở các sản phẩm thuộc da, cao su, dệt, giấy, luyện kim, mạ điện

và nhiều ngành khác…cũng là nguồn đáng kể gây ô nhiễm kim loại nặng. Khác biệt

so với nước thải ngành côn nghiệp, nước thải sinh hoạt thường có chứa trong đó

một lượng kim loại nhất định bởi quá trình tiếp xúc lâu dài với Cu, Zn hoặc Pb

trong đường ống hoặc bề chứa.

1.1.2. Mức độ ảnh hưởng của kim loại

Các kim loại nặng có nồng độ vi lượng là các nguyên tố dinh dưỡng cần

thiết cho sự phát triển bình thường của con người. Tuy nhiên nếu như vượt quá hàm

lượng cho phép chúng lại gây ra các tác động hết sức nguy hại tới sức khỏe con

người.

4

Các kim loại nặng xâm nhập vào cơ thể thông qua các chu trình thức ăn.

Khi đó, chúng sẽ tác động đến các quá trình sinh hóa và trong nhiều trường hợp dẫn

của các nhóm enzim trong cơ thể. Vì thế các enzim bị

đén những hậu quả nghiêm trọng về mặt sinh hóa. Các kim loại nặng có ái lực lớn

với các nhóm -SH, -SCH3

mất hoạt tính, cản trở quá trình tổng hợp protein của cơ thể.

1.2. Vài nét về kim loại đồng

1.2.1. Giới thiệu chung kim loại đồng

Kim loại nặng là những kim loại có tỷ trọng lớn hơn 5g/cm3, bao gồm một

số kim loại như: As, Hg, Cu, Cr, Cd, Co, Pb, Zn, Sb, Mn…Một vài kim loại trong

số này có thể cần thiết cho cơ thể sống khi chúng ở một hàm lượng nhất định như

Zn, Cu, Fe,…tuy nhiên khi ở một lượng lớn hơn nó sẽ trở nên độc hại. Trong các

kim loại nặng, Cu2+ được coi là chất độc hại hoặc rất độc hại đối với các động vật

sống dưới nước hoặc rất nhiều các loài thực vật. Trong môi trường nước thì kim loại

đồng có thể được liệt xếp thứ ba về độ độc hại sau Hg, Cd. Mặc dù, sự sắp xếp này

chỉ là tương đối và các vị trí của các nguyên tố này trong chuỗi sẽ rất khác nhau phụ

thuộc vào từng loài, từng điều kiện và đặc điểm môi trường.

Đồng có độc tính cao đối với hầu hết các thực vật thủy sinh, ở nồng độ thấp

0,1 mg/L, nó đã gây ra ức chế không cho các loài thực vật này phát triển. Ngoài ra

đồng còn có khả năng làm mất muối bởi vậy làm giảm khả năng thẩm thấu của tế

bào. Đối với độc tính của đồng lên thực vật thủy sinh thì đồng chỉ đứng sau thủy

ngân. Đối với các loài cá nước ngọt thì đồng cũng gần như là kim loại có độc tính cao

nhất chỉ sau thủy ngân. Ngưỡng độc của đồng là LC50 = 0,017 - 1 mg/L, tùy thuộc

vào điều kiện môi trường và từng loài. Đồng ít độc hơn đối với các loài cá biển vì khả

năngtạo phức cao của đồng đối với các muối có trong nước biển, các phức này có thể

là các phức kết tủa hoặc các phức được tạo ra này ít nguy hiểm hơn.

Đối với con người thì đồng không quá độc bởi sự kết hợp trung gian của

đồng giữa các axit mạnh và axit yếu. Cũng không có bằng chứng nào chứng tỏ đồng

là chất gây ung thư cho con người. Tuy nhiên cũng như các kim loại nặng khác, khi

5

ở nồng độ cao, đồng có thể tích luỹ vào các bộ phận trong cơ thể như gan, thận... và

gây tổn thương đối với các cơ quan này.

1.2.2. Nguồn gốc phát sinh

 Nước thải sinh hoạt và chăn nuôi

Sự tồn tại của Cu2+ ở trong nước thải sinh hoạt do các tác nhân trong các

mỹ phẩm dùng để trang điểm, rửa mặt.... Một vài hóa chất được sử dụng trong nông

nghiệp cũng làm gia tăng ô nhiễm Cu2+ như: Cu được thêm vào thức ăn cho lợn và

được bài tiết ra môi trường. Nhìn chung, nước thải sinh hoạt và hoạt động chăn nuôi

chứa hàm lượng Cu không cao, do lượng sự dụng ít và khi phát thải vào môi trường,

Cu có thể bị kết tủa bởi các tác nhân khác trong môi trường như OH, CO3 v.v.

 Hoạt động sản xuất công nghiệp

Hoạt động sản xuất công nghiệp phát sinh lượng lớn Cu với nồng độ cao. Các quá

trình sản xuất công nghiệp chủ yếu phát thải lượng Cu lớn vào môi trường gồm quá

trình khai khoáng, quá trình tinh chế quặng, kim loại, sản xuất kim loại thành phẩm,

mạ bản mạch v.v. Ngoài ra, các hợp chất của Cu được sử dụng rộng rãi trong các

nghành công nghiệp khác như quá trình tạo màu và nhuộm, ở các sản phẩm của

thuộc da, cao su, dệt, giấy, luyện kim, mạ điện và nhiều ngành khác... cũng là nguồn

đáng kể gây ô nhiễm kim loại đồng. Đồng trong nước thải thường tồn tại dưới các

dạng: các muối Cu2+ như CuCl2, CuSO4... hoặc tồn tại dưới dạng các muối phức

như phức với NaOH tạo ra Na2[Cu(OH)4].

Trong các hoạt động công nghiệp, hoạt động xi mạ có thể được coi là một

trong các hoạt động chính phát sinh Cu, đặc biệt là hoạt động mạ, rửa bản mạch

điện tử PCB. Nước thải từ quá trình xi mạ có thành phần đa dạng về nồng độ và pH,

biến đổi rộng từ 2-3 đến 10-11. Đặc trưng chung của nước thải ngành xi mạ là chứa

hàm lượng cao các muối vô cơ và kim loại nặng. Tùy theo kim loại của lớp mạ mà

nguồn ô nhiễm có thể là Cu, Zn, Cr, Ni,… và cũng tùy thuộc vào các loại muối kim

loại được sử dụng mà nước thải có chứa các độc tố như xianua, sunfat, amoni,

cromat,… Các chất hữu cơ có ít trong nước thải xi mạ, phần chủ yếu là chất tạo

6

bông, chất hoạt động bề mặt…nên BOD thấp. Đối tượng xử lý chính là các ion vô

cơ mà đặc biệt là các muối kim loại nặng như Cu, Ni, Cr, Fe,…

 Nước thải của làng nghề tái chế kim loại

Hoạt động của các làng nghề cũng là một nguồn phát sinh đáng lưu ý. Các

làng nghề hiện tại thường hoạt động ở quy mô bán công nghiệp và ít có sự quản lý

nghiêm ngặt về môi trường dẫn tới chất thải phát sinh không được xử lý triệt để.

Các cơ sở tái chế kim loại còn có thể nằm xen kẽ trong khu dân cư nên các chất thải

trong quá trình sản xuất gây ảnh hưởng trực tiếp đến cộng đồng, làm suy giảm chất

lượng cuộc sống của người dân. Tỷ lệ người mắc bệnh ở các làng nghề đang có xu

hướng tăng. Tuổi thọ cũng giảm đi, thấp hơn 10 năm so với tuổi thọ trung bình toàn

quốc.Tỷ lệ người mắc bệnh thần kinh, phổi, hô hấp, ngoài da, điếc và ung thư chiếm

tới 60% tại các làng nghề sản xuất kim loại, tái chế phế thải.

Kết quả nghiên cứu về hàm lượng một số kim loại nặng trong nước mặt của

một số làng nghề thu được cho thấy tình trạng báo động.

Bảng 1.1. Hàm lượng một số kim loại nặng trong nước thải một số làng nghề tái chế

Cr2+ Fe Pb2+ Cu2+ Zn2+ Al3+ STT Nơi lấy mẫu (g/L) (g/L) (g/L) (g/L) (g/L) (g/L)

1 Chỉ Đạo – Bắc Ninh 0,04 0,4 0,35 0,1 0,6 -

2 Vân Chàng – Nam Định 63 12 0,9 1,5 8,7 10,4

3 Phước Kiều – Quảng Ninh 0,2 7,6 0,6 1,5 1,8 2,1

4 Xuân Tiến – Nam Định 0,8 0,3 0,44 3,1 2,15 0,32

(Nguồn: Đề tài KC 08-09 về môi trường – làng nghề)

Ô nhiễm từ các làng nghề tái chế thuộc mức độ ô nhiễm nặng. Do việc thu

gom và thải bỏ bừa bãi, nên ảnh hưởng đến môi trường sinh thái và sức khỏe người

dân rất nghiêm trọng. Hầu hết các ao hồ trong các làng nghề không thể nuôi được

cá, do đã tiếp nhận một lượng nước thải khá lớn từ hoạt động sản xuất với nồng độ

7

ô nhiễm cao, vượt quá khả năng tự làm sạch của môi trường và do rác thải bừa bãi

gây bồi lắng và cản trở dòng chảy của nước sông hồ.

1.2.3. Các phương pháp xử lý kim loại đồng

- Phương pháp kết tủa

Xử lý kim loại bằng phương pháp kết tủa là phương pháp phổ biến và thông

dụng nhất. Với ưu điểm là rẻ tiền, khả năng xử lý nhiều kim loại trong dòng thải

cùng một lúc và hiệu quả xử lý kim loại nặng ở mức chấp nhận được thì phương

pháp này đang là lựa chọn số một cho các nhà máy công nghiệp ở Việt Nam.

Cu thường được kết tủa với hydroxit, trong đó, vôi là sự lựa chọn thích hợp

nhất của các cơ sở do chi phí thấp và nguồn cung cấp dễ dàng. Kim loại cũng có thể

được kết tủa dưới dạng muối cacbonat hoặc Sulfit.

Với phương pháp kết tủa, đa số các kim loại đều cần điều kiện pH kiềm để tạo

ra muối của hydroxit. Do vậy, cần tốn hóa chất để nâng pH của nước thải lên. Chi phí

cho quá trình nâng pH khá cao do phần lớn các dòng thải chứa kim loại với nồng độ

cao đều có pH axit như nước thải từ quá trình mạ bản mạch, xử lý bề mặt hay nước thải

từ quá trình khai khoáng. Phương pháp kết tủa cũng có một nhược điểm lớn nữa là sinh

nhiều bùn dạng vô cơ nguy hại. Đây là dạng bùn chỉ xử lý được bằng phương pháp

đóng rắn nên về lâu dài sẽ gây tác động tiêu cực tới môi trường.

- Phương pháp điện hóa

Nguyên tắc của phương pháp điện hóa trong xử lý nước thải nói chung và

nước thải chứa kim loại nặng nói riêng là sử dụng các quá trình oxi hóa ở anot và

khử ở catot, đông tụ điện, kết tủa... khi cho dòng điện một chiều đi qua 2 cực anot

và catot. Các phương pháp điện hóa chính dùng trong xử lý kim loại bao gồm:

- Kết tủa điện hóa

- Thẩm tách điện hóa

- Đông tụ điện hóa

- Trao đổi ion điện hóa

Phương pháp điện hóa cho phép xử lý kim loại với hiệu suất cao, tuy nhiên,

phương pháp này ít được ứng dụng trong thực tế về xử lý nước thải do chi phí vận

8

hành đắt và đầu tư tốn kém. Phương pháp được ứng dụng trong một số trường hợp

đặc biệt cần thu hồi kim loại quý.

- Phương pháp hấp phụ

Hấp phụ là quá trình hút khí bay hơi hoặc chất hòa tan trong chất lỏng lên bề

mặt chất rắn xốp gọi là quá trình hấp phụ. Phương pháp hấp phụ được ứng dụng khá

phổ biến trong xử lý nước thải chứa kim loại với nồng độ thấp. Ở nồng độ cao,

phương pháp này ít có tính khả thi do vật liệu hấp phụ nhanh bị bão hòa, sinh nhiều

chất thải rắn cần xử lý. Hiện nay người ta đã tìm ra nhiều loại vật liệu có khả năng

hấp phụ kim loại nặng như: than hoạt tính, than bùn, các loại vật liệu vô cơ như oxit

sắt, oxit mangan, tro bay, xỉ than, bằng các vật liệu polyme hóa học hay polyme

sinh học. Sau khi bão hòa, vật liệu có thể được hoàn nguyên, tái sinh (đối với các

loại vật liệu hấp phụ có giá trị, và nhất thiết phải có kích thước đủ lớn để có thể

hoàn nguyên được) và trong nhiều trường hợp có thể thu hồi những cấu tử quý.

Chất hấp phụ dạng polymer: Người ta sử dụng nhiều chất polyme làm chất

hấp phụ. Các chất polymer thường có các nhóm chức có khả năng hút hoặc giữ các

kim loại vào trong thành phần liên kết.

Chất hấp phụ sinh học: chất hấp phụ sinh học là những chất có bắt nguồn từ

sinh học do vậy nó rất đa dạng và phong phú. Các chất sinh học được sử dụng để

làm chất hấp phụ sinh học thường là các polymer sinh học.

- Phương pháp trao đổi ion

Phương pháp trao đổi ion là một trong những phương pháp phổ biến để xử lý

các ion kim loại trong nước thải như Ni2+, Fe2+, Fe3+, Cu2+, Zn2+... Phương pháp này

khá hiệu quả trong việc xử lý kim loại nặng đặc biệt là có thể thu hồi hiệu quả một

số kim loại có giá trị. Quá trình trao đổi ion diễn ra giữa 2 pha lỏng - rắn, giữa các

ion có trong dung dịch và các ion có trong pha rắn. Thực chất phương pháp trao đổi

ion cũng là một phần của phương pháp hấp phụ, nhưng là quá trình hấp phụ có kèm

theo trao đổi ion giữa chất hấp phụ với ion của dung dịch. Có thể nói trao đổi ion là

một quá trình trong đó các ion trên bề mặt của chất rắn trao đổi với ion có cùng điện

9

tích trong dung dịch khi tiếp xúc với nhau. Các chất này gọi là các ionit (chất trao

đổi ion), chúng hoàn toàn không tan trong nước.

- Phương pháp sinh học

Phương pháp sinh học là một trong những phương pháp có nhiều hứa hẹn

mang lại những hiệu quả tích cực cho việc xử lý kim loại đồng. Đặc biệt tại Việt

Nam ngày càng có nhiều hơn các công trình nghiên cứu về ứng dụng của phương

pháp sinh học trong xử lý nước thải có chứa kim loại nặng. Sở dĩ phương pháp sinh

học đang ngàyđược quan tâm bởi vì nhưng ưu điểm nổi trội của nó so với các

phương pháp khác như: tính gần gũi với tự nhiên, ít tạo ra các ô nhiễm thứ cấp.

Nhiều các loài sinh vật trong tự nhiên đã được các nhà khoa học phát hiện và ứng

dụng trong xử lý nước thải kim loại. Phương pháp hấp thu sinh học là phương pháp

sử dụng các loài sinh vật trong tự nhiên hoặc các loại vật chất có nguồn gốc sinh

học có khả năng giữ lại trên bề mặt hoặc thu nhận bên trong các tế bào của chúng

các kim loại nặng khi đưa chúng vào môi trường nước thải có chứa kim loại nặng.

Hiện nay người ta đã tìm ra nhiều loại sinh vật có khả năng hấp thu các kim loại

nặng đặc biệt là các loại thực vật thủy sinh như bèo lục bình, rong đuôi chó, bèo

tấm, loài tảo Chlorella sp.

Nói chung, phương pháp xử lý kim loại nặng bằng phương pháp hấp thu sinh

học là phương pháp còn khá mới mẻ và nhiều tiềm năng.

- Hấp thu sinh học

- Chuyển hóa sinh học

- Bãi lọc ngập nước, thủy thực vật

- Các quá trình sử dụng enzyme khác

Cu là một trong những kim loại phát sinh nhiều trong hoạt động sản xuất

công nghiệp và sinh hoạt. Đây cũng là kim loại nặng có tiềm năng gây ảnh hưởng

tới môi trường. Hiện nay, nhiều công nghệ khác nhau đã được phát triển và ứng

dụng để xử lý kim loại đồng trong đó, phương pháp kết tủa là phương pháp được sử

dụng nhiều nhất. Các nghiên cứu gần đây cho thấy, EPS có khả năng ứng dụng tốt

10

để hấp phụ và xử lý nhiều kim loại khác nhau. Các tính chất chung và đặc điểm của

EPS được trình bày chi tiết ở mục tiếp theo của luận văn.

1.3. Tổng quan về EPS

1.3.1. Khái niệm chung về EPS

Extracellular polymeric substances (EPS) là một hỗn hợp phức tạp của các

polymer ngoại bào có khối lượng phân tử từ 10 đến 30 kDa được sinh tổng hợp bởi

vi sinh vật [1]. EPS là một trong những thành phần quan trọng trong quần thể vi

sinh vật. Nó có tác dụng gắn kết chặt chẽ các vi khuẩn lại với nhau hình thành nên

bông bùn sinh học. Ngoài ra EPS có thể sử dụng như là nguồn dinh dưỡng dự trữ

cho vi khuẩn trong điều kiện môi trường nghèo dinh dưỡng [1].

Có nhiều cách phân loại EPS khác nhau, tuy nhiên EPS có thể được chia

thành 2 dạng là EPS liên kết (Bound EPS) và EPS hòa tan (Soluble EPS) [2]. EPS

liên kết có liên kết chặt chẽ với các tế bào, ngược lại EPS hòa tan lại có liên kết yếu

với các tế bào hoặc tồn tại ở trạng thái hòa tan trong dung dịch. Trong đó, cấu trúc

của EPS liên kết gồm 2 lớp [2]. Lớp bên trong là EPS liên kết mạnh (TB-EPS) và

lớp bên ngoài là EPS liên kết yếu (LB-EPS). Hai lớp EPS này có thể được tách ra

bằng cách ly tâm, LB-EPS sẽ nằm trong pha lỏng còn TB-EPS nằm trong pha rắn

cùng với các tế bào vi sinh vật.

1.3.2. Đặc điểm thành phần hóa học của EPS

EPS có thành phần hóa học rất phức tạp do thành phần của EPS phụ thuộc

nhiều vào quần thể vi sinh vật, pha sinh trưởng, nguồn dinh dưỡng, điều kiện môi

trường, loại thiết bị phản ứng, công cụ và cả phương pháp phân tích [3]. EPS chứa

một lượng lớn các chất hữu cơ có khối lượng phân tử cao, trong đó, carbohydrate

(chiếm từ 40-95% tổng khối lượng của EPS) và protein (chiếm từ 1-60% tổng khối

lượng của EPS) là hai thành phần chính của EPS [4]. Đối với bùn của thiết bị xử lý

sinh học, humic có thể là một thành phần quan trọng của EPS và nó có thể chiếm tới

20% tổng khối lượng [4]. Ngoài ra EPS còn chứa một số hợp chất khác như nucleic

axit (chiếm 1 – 10%), lipit (chiếm 1 – 10%), uronic axit và các hợp chất khác [4].

Các số liệu tổng hợp được thể hiện ở Bảng 1.2

11

Bảng 1.2. Thành phần hóa học của EPS

Thành phần (mg/g VSS) Tài liệu

Nước thải tham Humic Uronic Polysaccharide Protein DNA khảo axit axit

1,1 – 96,0 7,0 - 757 0,4 – 18,7 - - [5]

- - [6] - 0,8 6,5 Đô thị

0,06 6,4 0,5 [7] 7,7 7,9

- - [8] - Nhà máy bia 24,5 82,8

Sản xuất 1,5 – - - [9] - acetate và 1,7 – 19,7 37,1 peptone

Cao thịt và - - [10] 0,7 8,6 4,0 peptone

- - [11] - Bột giấy 157 - 421 -

1.3.3. Một số tính chất chính của EPS

 Tính hấp phụ của EPS

EPS có khả năng hấp phụ kim loại và các chất hữu cơ, Nguyên nhân là do sự

có mặt của nhiều nhóm chức khác nhau mang điện tích trong cấu trúc của EPS, chẳng

hạn như nhóm carboxyl, phosphoric, phenolic, hydroxyl và các nhóm phân cực (chất

thơm, chất béo có trong protein, các vùng kỵ nước trong carbohydrates) (Flemming

and Leis, 2003)[12]. Các nhóm chức này có khả năng tạo phức với các kim loại nặng

trong môi trường nước, cũng như tạo điều kiện thuận lơi cho quá trình hấp phụ các

chất hữu cơ (Ha et al., 2010; Joshi and Juwarkar, 2009; Liu and Fang, 2002)[13].

Các nhóm chức carboxyl và hydroxyl trong cấu trúc của EPS được cho là có

khả năng liên kết rất cao với các kim loại nặng (Guibauda et al., 2003). Các thành

phần như Protein, Carbohydrate và Acid nucleic trong EPS đều có khả năng tạo

phức với các kim loại nặng (Pries et al., 2006; Zhang et al., 2006) [14]. Quá trình

12

hấp phụ kim loại nặng thường tuân theo phương trình Langmuir hoặc Freundlich

(Bhaskar and Bhosle, 2006; Moon et al., 2006; Zhang et al., 2006)[15,16]. Hơn

nữa, EPS hòa tan có khả năng hấp phụ kim loại năng tốt hơn so với EPS liên kết từ

nước thải bùn (Comte et al., 2006a)[17].

Một vài loại khác của ion kim loại có trong môi trường xung quanh liên kết

được với EPS. Sự liên kết giữa EPS và cation hóa trị II, chẳng hạn như Ca2+ và

Mg2+ là một trong những liên kết quan trọng nhằm duy trì cấu trúc tổng hợp của vi

sinh vật (Mayer et al., 1999)[18]. Trong suốt quá trình hấp phụ kim loại nặng vào

bùn hoạt tính, một số nghiên cứu đã cho thấy rằng, nồng độ của Ca2+ và Mg2+ có

trong dung dịch tăng lên, điều này cho thấy cơ chế xử lý kim loại nặng có thể la cơ

chế trao đổi ion với Ca2+ và Mg2+ đã liên kết trước đó với thành phần EPS trong bùn

thải sinh học (Yuncu et al., 2006).

 Khả năng phân hủy sinh học của EPS

Do thành phần chính của EPS là Carbohydrate và protein nên vi sinh vật có

thể sử dụng EPS được sinh ra từ các v khuẩn khác trong quần thể cho các hoạt động

chuyển hóa của mình [19]. Theo nghiên cứu của Wang (2007) cho rằng chỉ có phần

EPS nằm bên trong là có khả năng phân hủy sinh hoạc, còn phần EPS nằm bên ngoài

không bị phân hủy sinh học [19]. Park và Novak (2007) báo cáo rằng EPS khi được

tách chiết bằng các phương pháp khác nhau thì sẽ có khả năng phân hủy sinh học

khác 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].

13

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

14

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.

15

Bảng 1.3. Các phương pháp tách EPS

Tên phương pháp Cơ chế tách Ưu nhược điểm Tác nhân tách

Ly tâm Lực ly tâm

Nhiệt Nhiệt - Ít ảnh hưởng đến tế bào, ít gây vỡ tế bào. tách được - Chỉ lượng EPS bên ngoài tế bào. - Tách được đáng kể một lượng EPS từ tế bào

Phương pháp vật lý

siêu Siêu âm Sóng âm

EPS được tách ra từ bề mặt tế bào và hòa tan vào dụng dịch dưới tác động của lực ly tâm Dưới tác động của nhiệt độ cao, các phân tử của EPS dao động và hòa tan vào trong dung dịch 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. - Phân hủy bông bùn một cách có hiệu quả. Axit H2SO4

Phương pháp hóa học

Kiềm NaOH

Làm tăng lực đẩy để phá vỡ lực liên kết giữa EPS với tế bào, nhờ đó tách được EPS ra khỏi tế bào 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.

16

CER Trao đổi ion - Tính chọn lọc cao đối với liên kết giữa EPS với Ca, Mg.

Loại bỏ các cation hóa trị II, do đó tách được EPS ra khỏi tế bào

EDTA EDTA

Cation hóa trị II đóng vai trò quan trọng trong liên kết tế bào. EPS với EDTA tạo phức tan với cation hóa trị II nhờ đó phá vỡ liên kết của EPS với tế bào

dụng

- 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 bằng trong EPS phương pháp Lowry. - Hiệu suất chiết tách EPS thấp.

Enzymes Enzymes

Ethanol Ethanol

NaCl NaCl - Sử dụng đối với bùn lỏng. là phương - Đây pháp được sử dụng phổ biến. - Sử dụng đối với bùn lỏng. - Là phương pháp tiết kiệm kinh tế.

Lưu huỳnh Lưu huỳnh - Tính chọn lọc cao đơi với liên kết giữa EPS và Fe. các Sử có khả enzyme thủy phân năng và carbohydrate protein để phá vỡ cấu trúc bùn và giải phóng EPS Làm EPS biến tính và giảm lực liên kết giữa các tế bào, do đó EPS được tách ra NaCl nồng độ cao có tác dụng thúc đẩy quá trình trao đổi cation, vì vậy EPS được tách dễ dàng Hình thành liên kết với FeS, phá vỡ liên kết giữa EPS và tế bào

17

HCHO NaOH HCHO kết hợp NaOH

Formaldehyde cố định tế bào nhờ đó, làm ảnh giảm hưởng của NaOH tới tế bào vi sinh vật khi tách EPS

Phương pháp kết hợp

- HCHO có thể làm thay đổi đặc tính của EPS và ảnh hưởng không tốt đến thành phần của EPS như protein, carbohydrate. - Hiệu quả phân hủy bông bùn cao.

NH4OH EDTA NH4OH kết hợp EDTA

là phương Đây pháp kết hợp nhằm điều chỉnh pH và ion để trao đổi nâng cao hiệu quả chiết tách

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+.

1.3.5. Ứng dụng của EPS trong xử lý kim loại

18

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.

19

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

20

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.

21

70 ml bùn sinh học

Rửa sạch hai lần

Ly tâm 2000rpm, trong 15 phút

Nhiệt

800C

trong

3ml NaOH 10M (24h, tại 40C)

30 phút

70ml EDTA muối 2% (3h, tại 40C)

1ml H2SO4 98% (24h, tại 40C)

1ml HCl 36% (24h, tại 40C)

Ly tâm 4000rp m trong 15 phút (40C)

0.42ml HCHO 36% (1h, 40C) 3ml NaOH 10M (24h, 40C)

Phương pháp hóa học Phương pháp vật lý

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 Hình 2.1. Quy trình tách EPS theo các phương pháp khác nhau

22

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

23

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

24

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:

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.

25

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

26

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

Khối lượng Protein Polysaccharide Axit nucleic Phương pháp (mg EPS/g bùn) (mg /g bùn) (mg /g bùn) (µg /g bùn)

Ly tâm 3,333 0,055 0,072 0,063

Nhiệt 5,185 0,096 0,063 0,053

HCl 101,259 2,185 1,481 2,281

96,000 2,311 1,442 2,607 H2SO4

NaOH 39,259 2,681 0,841 5,600

HCHO + NaOH 25,556 2,119 0,607 5,148

EDTA 20,000 0,561 0,239 1,170

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

27

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

28

(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]

Bùn thải nuôi cấy 0,5 – 1.3 Kết quả của đề tài

EPS được tách từ bùn thải nuôi cấy trong phòng thí nghiệm

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.v…Trong

29

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

30

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)

31

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.

32

Hình 3.2. Mối quan hệ giữa hiệu suất xử lý kim loại với hàm lượng Protein

33

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

34

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.

35

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).

36

3.3. Hiệu quả xử lý Cu2+ của EPS tách bằng các phương pháp khác nhau

của EPS thô và EPS tinh tách bằng

Hình 3.6. Thể hiện hiệu quả xử lý kim loại Cu2+

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.

37

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

38

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)

Cu(II) ban đầu Cu(II) sau hấp phụ Hiệu suất hấp phụ STT pH (mg/L) (mg/L) (%)

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

39

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.

40

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 Thời gian Cu(II) sau hấp phụ Hiệu suất hấp phụ

(mg/L) (phút) (mg/L) (%)

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

41

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).

42

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.

43

* 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)

44

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.

45

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:

46

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.

47

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.

48

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

49

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.

50

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.

51