Luận văn thạc sĩ Công nghệ môi trường: Ứng dụng MBR màng phẳng cho quá trình Nitrate hóa bán phần xử lý nước thải chăn nuôi

TÓM TẮT LUẬN VĂN Quá trình nitrate hóa bán phần đối với nước thải chăn nuôi trong nghiên cứu này sử dụng công nghệ MBR màng phẳng.. DANH MỤC TỪ VIẾT TẮT AOB - Ammonia oxidization bacter

ĐẶNG THIÊN HƯNG

ỨNG DỤNG MBR MÀNG PHẲNG CHO QUÁ TRÌNH NITRATE HÓA BÁN PHẦN XỬ LÝ NƯỚC THẢI CHĂN

Công trình được hoàn thành tại: Trường Đại học Bách Khoa – ĐHQG-HCM

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

(Ghi rõ họ, tên, học hàm, học vị và chữ ký)

Cán bộ chấm nhận xét 1 :

(Ghi rõ họ, tên, học hàm, học vị và chữ ký) Cán bộ chấm nhận xét 2 :

(Ghi rõ họ, tên, học hàm, học vị và chữ ký) Luận văn thạc sĩ được bảo vệ tại Trường Đại học Bách Khoa, ĐHQG Tp HCM ngày tháng năm

Thành phần Hội đồng đánh giá luận văn thạc sĩ gồm: (Ghi rõ họ, tên, học hàm, học vị của Hội đồng chấm bảo vệ luận văn thạc sĩ) 1

2

3

4

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

ĐẠI HỌC QUỐC GIA TP.HCM

TRƯỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOACỘNG HÒA XÃ HỘI CHỦ NGHĨA VIỆT NAM

NHIỆM VỤ VÀ NỘI DUNG:

1 Xác định thời gian lưu nước HRT/tải trọng nitơ phù hợp cho quá trình nitrate hóa bán phần sử dụng công nghệ MBR màng phẳng

2 Đánh giá ảnh hưởng của độ kiềm đến quá trình nitrate hóa bán phần

NGÀY GIAO NHIỆM VỤ : (Ghi theo trong QĐ giao đề tài) 15/7/2012 NGÀY HOÀN THÀNH NHIỆM VỤ: (Ghi theo trong QĐ giao đề tài) 8/2012 CÁN BỘ HƯỚNG DẪN: PGS.TS Nguyễn Phước Dân

Tp HCM, ngày tháng năm

CÁN BỘ HƯỚNG DẪN (Họ tên và chữ ký)

CHỦ NHIỆM BỘ MÔN ĐÀO TẠO

(Họ tên và chữ ký)

TRƯỞNG KHOA MÔI TRƯỜNG (Họ tên và chữ ký)

LỜI CẢM ƠN

Sau hơn 2 năm học tập và nghiên cứu, tôi đã hoàn thành luận văn Thạc sĩ chuyên ngành Công nghệ Môi trường Chắc chắn rằng để hoàn thành Luận văn Thạc sỹ này tôi cần phải nhờ đến sự hỗ trợ, giúp đỡ của nhiều người và của nhiều tổ chức Tôi xin gửi lời cảm ơn chân thành đến quý thầy cô, bạn bè và các tổ chức:

- Xin tỏ lòng cảm ơn đến tập thể Thầy Cô Khoa Môi trường – Đại học Bách khoa – Đại học Quốc Gia Tp Hồ Chí Minh, là những người đã nhiệt tình truyền đạt kiến thức trong thời gian tôi theo học tại trường

- PGS.TS Nguyễn Phước Dân, trường Đại học Bách Khoa TP.HCM, Thầy đã tận tình chỉ dẫn, định hướng nghiên cứu, những lời khuyên chân thành và những góp ý sâu sắc để tôi hoàn thiện luận văn này

- GS Kenji Furukawa, Graduate School of Science and Technology, Kumamoto University, Japan đã cho tôi những lời khuyên chân thành về định hướng nghiên cứu của luận văn

Ts.Trần Tiến Khôi, trường Đại học Bách Khoa TP.HCM, Thầy đã giúp đỡ, quan tâm sâu sắc đến những giai đoạn nghiên cứu và có những góp ý sâu sắc để tôi từng bước hoàn thành luận văn này

- Tổ chức JICA-Supreme, Nhật Bản, đã hỗ trợ kinh phí cho nghiên cứu này - Cơ quan công tác đã tạo điều kiện về thời gian và kinh phí để tôi hoàn thành luận văn

- Chị Nguyễn Thị Loan – Chủ trang trại chăn nuôi heo xã Bà Điểm huyện Hóc Môn đã giúp đỡ và tạo điều kiện để tôi lấy nước thải dùng cho nghiên cứu này

- Bạn cùng lớp cao học ngành công nghệ Môi trường, khóa 2010, Đại học Bách Khoa TPHCM

- Ba, mẹ, anh em trong gia đình đã cổ vũ và ủng hộ tôi trong suốt thời gian qua

TÓM TẮT LUẬN VĂN

Quá trình nitrate hóa bán phần đối với nước thải chăn nuôi trong nghiên cứu này sử dụng công nghệ MBR màng phẳng Nước thải chăn nuôi đầu vào của nghiên cứu được lấy sau bể biogas Nghiên cứu tiến hành với các thời gian lưu nước (HRT) khác nhau 12h30’, 8h45’ và 7h30’, đồng thời đánh giá ảnh hưởng của độ kiềm đến quá trình nitrate hóa bán phần Kết quả nghiên cứu ở HRT 12h30’ (tương ứng tải trọng nitơ LN=0,47 kgN/m3.ngày) chất lượng nước dòng ra có tỷ lệ trung bình NH4+-N, NO2--N và NO3-N (tính theo N) là 1:1.9:14.7 và tỷ lệ tích lũy nitrite (NAR) 11,2%, như vậy nitơ hầu hết chuyển sang dạng NO3-N, quá trình tích lũy nitrite diễn ra khá thấp Thí nghiệm ở HRT 8h45’ (LN=0,69 kgN/m3.ngày) chất lượng nước đầu ra có tỷ lệ NH4+:NO2-:NO3- là 1:1.8:1 (tính theo N) và NAR là 63,06% khi giảm thời gian lưu hay tăng tải trọng nitơ thì mô hình nghiên cứu đã xuất hiện quá trình tích lũy nitrite với tốc độ cao vì vậy phần lớn amoni chuyển sang dạng nitrite HRT 7h30’ (LN=0,77 kgN/m3.ngày) chất lượng nước dòng ra có tỷ lệ NH4+:NO2-:NO3- là 1:1.1:0.2 (tính theo N) và NAR là 82,26% như vậy ở HRT này tỉ lệ NO2-N/NH4+-N nằm trong khoảng từ 1:1 đến 1:1.3 thích hợp cho nước thải đầu vào của hệ xử lý nitơ bằng quá trình Anammox phía sau Nghiên cứu đánh giá ảnh hưởng của độ kiềm ở HRT 8h45’ dòng ra có tỷ lệ NH4+:NO2-:NO3- lần lượt 1:1.6:0.6 (tính theo N) và NAR là 72,83% điều này cho thấy độ kiềm giữ pH trong phản ứng cao dẫn đến hàm lượng ammonia tự do (FA) tăng và đồng thời gia tăng sự ức chế nhóm vi khuẩn oxy hóa nitrit (NOB), làm cho tỷ lệ tích lũy nitrite tăng

ABSTRACT

A lab-scale flatsheet membrane bioreactor (MBR) system was used for treating piggery wastewater to produce an effluent with appropriate ratio of nitrite:ammonia(1:1 to 1:1.3) as a pretreatment for Anammox process The feed wastewater, which was the effluent of biogas digester, contained 253± 49 (n=60) mg/l as COD, 231± 18 mg/l as N-ammonia and 256± 19 mg/l as TKN, alkalinity of 1433 ±153 mg/l as CaCO3 and pH = 7.5± 0.3 The study aimed to determine the suitable hydraulic retention time and alkalinity to yield the appropriate influent for Annamox process The result shown that the suitable effluent of the partial nitrification with ratio of nitrite:ammonia 1.0:1.1 at HRT of 7h30’, equivalent to total nitrogen loading of 0.77 kgN/m3.d The nitrite accumulation rate (NAR) was 82% at HRT of 7h30’, whereas NAR were 11% and 63% at HRT of 12h30 and 8h45’, respectively, due to high growth of nitrite oxidation bacteria at long HRTs As increasing alkalinity of up to 1,800 mg/l and pH of 8.0 at HRT of 8h45’, NAR was increased from 63% to 73%, ratio of ammonia:nitrite reduced from 1.0:1.8 to 1.0:1.6 and free ammonia concentration reached to 20.2 mgN/L This shows that the increase of alkalinity inhibited strongly NOB

LỜI CAM ĐOAN

Tôi tên Đặng Thiên Hưng, là học viên cao học chuyên ngành Công nghệ Môi trường, khóa học 2010 Tôi xin cam đoan:

- Công trình nghiên cứu này do chính tôi thực hiện tại phòng thí nghiệm Khoa Môi trường, trường đại học Bách Khoa thành phố Hồ Chí Minh

- Các số liệu trong luận văn là hoàn toàn trung thực và chưa được công bố ở các nghiên cứu của tác giả khác hay trên bất kỳ phương tiện truyền thông nào

Tôi xin chịu hoàn toàn trách nhiệm về kết quả nghiên cứu trong Luận văn tốt nghiệp của mình

Học viên

Đặng Thiên Hưng

MỤC LỤC

DANH MỤC BẢNG VII DANH MỤC HÌNH VIII DANH MỤC TỪ VIẾT TẮT IX 

CHƯƠNG I MỞ ĐẦU 

1.1 Đặt vấn đề 1 

1.2 Mục tiêu nghiên cứu 2 

1.3 Đối tượng nghiên cứu 2 

1.4 Nội dung nghiên cứu 2 

1.5 Ý nghĩa khoa học 2 

1.6 Ý nghĩa thực tiễn 3 

1.7 Tính mới của đề tài 3 

CHƯƠNG II TỔNG QUAN TÀI LIỆU 2.1.  Tổng quan ngành chăn nuôi 4 

2.1.1 Hiện trạng ngành chăn nuôi heo 4 

2.1.2 Định hướng phát triển ngành chăn nuôi ở Việt Nam 5 

2.1.3 Ô nhiễm từ ngành chăn nuôi 6 

2.1.4 Tổng quan các công nghệ xử lý nước thải chăn nuôi heo hiện nay 7 

2.2.  Tổng quan công nghệ MBR 10 

2.2.1 Ưu điểm của công nghệ MBR 11 

2.2.2 Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình lọc 12 

2.2.3 Các nghiên cứu ứng dụng MBR trong quá trình khử nitơ 14 

2.3.  Các quá trình sinh học xử lý nitơ trong nước thải 17 

2.3.1.  Quá trình nitrtate hóa và khử nitrate theo chu trình thông thường 17 

2.3.2.  Quá trình nitrate hóa bán phần (Partial Nitrification) 18 

2.4.  Tổng quan các công nghệ trong và ngoài nước có liên quan đến nghiên cứu 32 

CHƯƠNG III PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 

3.1.  Tổng quan toàn bộ thí nghiệm thực hiện 34 

4.1.1.  Khử COD và BOD5 42 

4.1.2.  Đánh giá hiệu quả chuyển hóa nitơ 44 

4.2.  Ảnh hưởng của độ kiềm đến hiệu quả chuyển hóa nitơ 47 

4.3.  Ảnh hưởng của nồng độ FA đến quá trình tích lũy nitrite 48 

4.4.  Sinh khối và diễn biến TMP 52 

4.4.1.  Sinh khối 52 

4.4.2.  Diễn biến TMP 53 

CHƯƠNG V KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ 5.1.  Kết luận 56 

5.2.  Kiến nghị 57 

DANH MỤC BÀI BÁO CÔNG BỐ Error! Bookmark not defined. TÀI LIỆU THAM KHẢO 58 

PHỤ LỤC 68 

DANH MỤC BẢNG

Bảng 2.1.  Các loại trang trại phân theo vùng, thời điểm 01/7/2011 4 

Bảng 2.2.  Ước tính tải lượng chất thải hoạt động chăn nuôi đến năm 2010 6 

Bảng 2.3.  Tính chất nước thải chăn nuôi heo 7 

Bảng 2.4.  Mô tả điều kiện vận hành, lượng khí cung cấp cho màng phẳng của các hãng trên thế giới 13 

Bảng 2.5.  Các nghiên cứu xử lý BNR dùng công nghệ MBR 16 

Bảng 2.6.  Ảnh hưởng của DO lên quá trình nitrate hóa 22 

Bảng 2.7.  Đánh giá ảnh hưởng của nồng độ FA đến quá trình oxy hóa nitrite 27 

Bảng 2.8.  Điều kiện vận hành cho quá trình nitrate hóa bán phần/khử nitrate 29 

Bảng 3.1.  Thành phần nước thải đầu vào 36 

Bảng 3.2.  Điều kiện vận hành thí nghiệm 37 

Hình 2.4. Quy trình xử lý nước thải chăn nuôi heo Thái Lan 9 

Hình 2.5. Quy trình xử lý nước thải chăn nuôi Đan Mạch 10 

Hình 2.6. Mô tả sự phát triển của công nghệ màng trong xử lý nước 11 

Hình 2.7. Mô tả quá trình nitrate hóa bán phần 19 

Hình 2.8. Đồ thị thể hiện mối tương quan giữa nhiệt độ và tuổi bùn 21 

Hình 2.9. Mối liên hệ giữa hàm lượng FA, FNA và sự ức chế nhóm vi khuẩn nitrite hóa NOB 25 

Hình 3.1. Màng phẳng dùng trong nghiên cứu 35 

Hình 3.2. Mô hình nghiên cứu 35 

Hình 3.3. Sơ đồ mô hình thí nghiệm 35 

Hình 4.1. Đồ thị biểu diễn hiệu quả khử COD 42 

Hình 4.2. Hiệu quả khử COD và BOD5 theo các thí nghiệm 43 

Hình 4.3. Diễn biến nồng độ nitơ theo thời gian thí nghiệm 44 

Hình 4.4. Đồ thị biến thiên pH và độ kiềm theo thời gian thí nghiệm 49 

Hình 4.5. Đồ thị biến thiên giữa FA và NAR 49 

Hình 4.6. Tốc độ chuyển hóa của hợp chất nitơ theo các thí nghiệm 52 

Hình 4.7. Đồ thị biểu diễn hàm lượng MLSS và MLVSS theo thời gian vận hành thí nghiệm 52 

Hình 4.8. Đồ thị biểu diễn giá trị TMP theo thời gian của các thí nghiệm 54 

DANH MỤC TỪ VIẾT TẮT

AOB - Ammonia oxidization bacteria: nhóm vi khuẩn oxi hóa ammonia CANNON - Completely autotrophic nitrogen removal over nitrite:quá trình

chuyển hóa nitơ bằng vi khuẩn tự dưỡng thông qua nitrite

EPS - Extracellular Polymeric Substances: Polymer ngoại bào FA - Free Ammonia: Nồng độ ammonia tự do

FNA - Free Nitrous Acid : nồng độ HNO2 tự do

HRT - Hydraulic Retention Time: Thời gian lưu nước MBR - Membrane Bio Reactor: Sinh học hiếu khí kết hợp màng lọc MLSS - Mixed Liquor Suspended Solids: Nồng độ sinh khối lơ lửng NAR - Nitrite Accumulation Rate: tỷ lệ tích lũy nitrite

NOB - Nitrite oxidization bacteria: nhóm vi khuẩn oxi hóa nitrite OLAND - Oxygen limited autotrophic nitrification-denitrification:quá trình nitrate

hóa và khử nitrate bằng vi khuẩn tự dưỡng dưới điều kiện oxy giới hạn

SHARON - Single reactor for high-rate ammonium removal over nitrite: Quá

trình phản ứng một bậc xử lý nitơ tải trọng cao thông qua nitrite

SNAP - Single-stage nitrogen removal using anammox and partial nitritation: Xử

lý nitơ kết hợp quá trình nitrate hóa bán phần và quá trình anammox trong một bể phản ứng

TMP - Transmembrane pressure : Áp suất chuyển màng SRT - Sludge Retention Time : Thời gian lưu bùn

CHƯƠNG I MỞ ĐẦU 1.1 Đặt vấn đề

Chăn nuôi một trong những ngành nông nghiệp quan trọng ở Việt Nam, cung cấp sản phẩm cho hơn 90 triệu dân Quy mô chăn nuôi ngày càng mở rộng về quy mô lẫn phương thức sản xuất ngày càng chuyên nghiệp và bên cạnh đó là các vấn đề về ô nhiễm từ quá trình chăn nuôi đặc biệt là vấn đề nước thải Theo các nghiên cứu gần đây thì thành phần các chất ô nhiễm như hữu cơ, mùi, chất hữu cơ, vi sinh vật gây bệnh và đặc biệt các chất dinh dưỡng như nitơ, photpho trong nước thải chăn nuôi có nồng độ rất cao và vượt nhiều lần so với QCVN Nếu không được xử lý tốt sẽ ảnh hưởng lớn đến môi trường sinh thái xung quanh

Hiện nay vấn đề khó khăn đối với nước thải chăn nuôi là nồng độ nitơ và photpho khá cao Các công nghệ sinh học truyền thống thông thường không thể xử lý triệt để hai thành phần này trong nước thải chăn nuôi Có một số công nghệ áp dụng thành công tuy nhiên chi phí đầu tư, xử lý khá cao, tốn nhiều diện tích đất cũng như khó khăn trong công tác vận hành

Năm 1995, các nhà khoa học đã khám phá ra một quá trình sinh học chuyển hóa nitơ mới, để xử lý nước thải có nồng độ nitơ cao với nồng độ C/N thấp (Hellinga và

cộng sự, 1998) Đó là quá trình Anammox Amoni được oxy hóa bởi nitrite trong

điều kiện kị khí, không cần cung cấp chất hữu cơ, để tạo thành nitơ phân tử Phương pháp xử lý nitơ bằng Anammox là phương pháp kết hợp hai quá trình nitrate hóa bán phần và quá trình Anammox Công nghệ này có nhiều ưu điểm so với quá trình xử lý nitơ bằng phương pháp sinh học thông thường như tốc độ phản ứng nhanh hơn, diện tích bể xử lý nhỏ hơn và tiết kiệm chi phí thổi khí cũng như nguồn cacbon cần phải bổ sung khi nước thải có chỉ tỷ lệ C/N thấp

Hiệu quả xử lý nitơ của quá trình Anammox phụ thuộc rất lớn vào quá trình nitrate hóa bán phần (Partial nitrification) vì dòng vào của quá trình Anammox phải có tỷ lệ NH4+:NO2- trong khoảng 1:1 đến 1:1.32 Chính vì vậy nghiên cứu đánh giá và tối ưu hóa quá trình nitrate hóa bán phần là vô cùng quan trọng đối với công nghệ xử lý nitơ kết hợp quá trình nitrate hóa bán phần và quá trình Anammox

Đề tài nghiên cứu này nhằm mục tiêu sử dụng công nghệ màng phẳng để thực hiện quá trình nitrate hóa bán phần các hợp chất nitơ trong nước thải chăn nuôi Đây cũng là một hướng tiếp cận mới trong nghiên cứu quá trình nitrate hóa bán phần và cần thiết trước khi kết nối với quá trình Anammox xử lý triệt để thành phần nitơ trong nước thải chăn nuôi

1.2 Mục tiêu nghiên cứu

Nghiên cứu thông số thiết kế và vận hành thích hợp cho quá trình nitrate hóa bán phần sử dụng công nghệ MBR màng phẳng xử lý nước thải chăn nuôi

1.3 Đối tượng nghiên cứu

Đối tượng nghiên cứu là nước thải chăn nuôi heo từ trang trại chăn nuôi heo xã Bà Điểm, huyện Hóc Môn, thành phố Hồ Chí Minh, nước thải được lấy sau bể biogas của trang trại

1.4 Nội dung nghiên cứu

Để đáp ứng các mục tiêu nghiên cứu, 2 nội dung sau được tiến hành: - Theo dõi đánh giá các thông số thiết kế gồm xác định HRT và tải trọng nitơ phù hợp, theo dõi hiệu quả khử COD và diễn biến thành phần nitơ trong nước thải

- Kiểm soát các thông số vận hành bao gồm: Độ kiềm, pH và DO

1.5 Ý nghĩa khoa học

Về khoa học quá trình nitrate hóa bán phần kết hợp với quá trình Anmmox là một trong những công nghệ mới được nghiên cứu gần đây trên thế giới Hiện nay quá trình này từng bước được nghiên cứu hoàn thiện đối với nhiều đối tượng nước thải khác nhau Chính vì vậy nghiên cứu này là cần thiết nhằm cung cấp thêm cơ sở khoa học trong việc xử lý nước thải chăn nuôi

Kết quả của đề tài cũng là cơ sở để triển khai rộng rãi ứng dụng công nghệ này trong xử lý nước thải có hàm lượng hữu cơ, dinh dưỡng cao như nước thải chăn nuôi, nước thải thủy sản, thực phẩm và một số ngành nghề khác…với chi phí đầu tư, vận hành thấp, đem lại nhiều hiệu quả về kinh tế trong xử lý các thành phần ô nhiễm

1.6 Ý nghĩa thực tiễn

Hiện nay nghiên cứu ứng dụng công nghệ xử lý nước thải có thành phần dinh dưỡng cao với chi phí thấp là nhu cầu vô cùng cấp thiết ở nước ta và đặc biệt đối với nước thải từ các trang trại chăn nuôi Nghiên cứu này thực hiện thành công sẽ mở ra tiềm năng ứng dụng công nghệ mới này trong việc xử lý các loại nước thải có hàm lượng ô nhiễm nitơ cao nói chung và nước thải chăn nuôi nói riêng

1.7 Tính mới của đề tài

Quá trình nitrate hóa bán phần được nghiên cứu rất nhiều trong thời gian gần đây trên thế giới, tuy nhiên phần lớn tập trung nghiên cứu trên nước thải nhân tạo, có rất ít nghiên cứu trên nước thải thực tế Nghiên cứu này ứng dụng công nghệ màng phẳng cho quá trình nitrate hóa bán phần trên nước thải chăn nuôi đây là một nghiên cứu hoàn toàn mới trên thế giới

CHƯƠNG II TỔNG QUAN TÀI LIỆU 2.1 Tổng quan ngành chăn nuôi

2.1.1 Hiện trạng ngành chăn nuôi heo

Theo kết quả điều tra chăn nuôi tại thời điểm 01/4/2011, đàn trâu cả nước có 2,8 triệu con, đàn bò có 5,7 triệu con, đàn lợn có 26,3 triệu con; đàn gia cầm có 293,7 triệu con (Tổng cục thống kê, 2011) Đây là một trong những ngành quan trọng trong nông nghiệp đem lại thu nhập cho hàng triệu hộ dân và đồng thời cung cấp một lượng lớn thực phẩm cho nhu cầu tiêu thụ của hơn 90 triệu dân Do nhu cầu ngày càng gia tăng nên số lượng đàn gia súc gia tăng nhanh chóng và hàng loạt các trang trại chăn nuôi quy mô lớn lần lượt ra đời Theo kết quả tổng hợp sơ bộ năm 2011 cả nước có hơn 6200 trang trại chăn nuôi tập trung chủ yếu ở khu vực Đông Nam Bộ và Đồng bằng sông Hồng

Bảng 2.1 Các loại trang trại phân theo vùng, thời điểm 01/7/2011 (BCĐ, 2011)

Chia theo loại trang trại Tổng số

trang trại

Trồng trọt

Chăn nuôi

Lâm nghiệp

Nuôi trồng thủy sản

Tổng hợp

Số lượng trang trại cả

Đồng bằng sông Hồng 17,5 0,5 38,6 5,9 20,8 19,7Trung du và miền núi

2.1.2 Định hướng phát triển ngành chăn nuôi ở Việt Nam

Việt Nam là một trong những nước có dân số đông, nhằm đáp ứng nhu cầu thực phẩm cho người dân trong điều kiện diện tích đất dành cho chăn nuôi ngày càng thu hẹp, dịch bệnh ngày càng phổ biến vì vậy vấn đề thâm canh, gia tăng quy mô sản xuất, sản lượng, hình thành các mô hình chăn nuôi khép kín, thân thiện với môi trường đang được các cơ quan quản lý ưu tiên, khuyến khích phát triển

Theo quyết định số 10/2008/QĐ-TTg ngày 16 tháng 1 năm 2008 của Thủ tướng chính phủ về việc phê duyệt chiến lược phát triển chăn nuôi đến năm 2020 thì: Mức tăng trưởng bình quân hơn 5%, tỷ trọng chăn nuôi trong nông nghiệp đến năm 2020 đạt trên 42%, trong đó năm 2010 đạt khoảng 32% và năm 2015 đạt 38%, Tổng đàn lợn tăng bình quân 2,0% năm, đạt khoảng 35 triệu con, trong đó đàn lợn ngoại nuôi trang trại, công nghiệp 37% và đến năm 2020 ngành chăn nuôi cơ bản chuyển sang sản xuất phương thức trang trại, công nghiệp, các cơ sở chăn nuôi, nhất là chăn nuôi theo phương thức trang trại, công nghiệp và cơ sở giết mổ, chế biến gia súc, gia cầm phải có hệ thống xử lý chất thải, bảo vệ và giảm ô nhiễm môi trường

Như vậy theo chiến lược phát triển của ngành thì nhu cầu cung cấp thực phẩm, sản phẩm từ chăn nuôi trong trương lai sẽ gia tăng rất nhanh và số lượng đàn gia súc, các trang trại cũng sẽ phát triển với quy mô lớn hơn nhằm đáp ứng nhu cầu của xã hội

2.1.3 Ô nhiễm từ ngành chăn nuôi

Theo BCĐ (2011) trong ngành chăn nuôi thì ngành chăn nuôi lợn phát triển với tốc độ nhanh nhất và cũng là ngành phát sinh chất thải gây ô nhiễm môi trường nhiều nhất Do hiện nay phần lớn trang trại, hệ thống chăn nuôi ở nước ta chủ yếu là tự phát, nhỏ lẻ và chưa đáp ứng được các tiêu chuẩn kỹ thuật về chuồng trại, kỹ thuật chăn nuôi nên gây ô nhiễm môi trường một cách trầm trọng

Theo báo cáo của Viện chăn nuôi (2006); Cảnh T.T (2010); Lý N.T.H (2005) thì phần lớn các trang trại chăn nuôi heo chưa có có hệ thống xử lý nước thải hoặc chỉ có hệ thống biogas, nồng độ khí H2S và NH3 môi trường xung quanh cao hơn mức cho phép khoảng 30-40 lần, nước thải chăn nuôi còn chứa một lượng lớn các vi sinh gây bệnh như Coliform, E.coli và các chất ô nhiễm hữu cơ, dinh dưỡng với nồng độ cao hơn quy chuẩn cho phép nhiều lần Các nguồn chất thải chăn nuôi phát sinh chủ yếu từ các nguồn như chất thải từ bản thân của vật nuôi như nước tiểu, phân…, nước thải từ vệ sinh chuồng trại, vật nuôi, thiết bị chăn nuôi và từ thức ăn thừa

Bảng 2.2 Ước tính tải lượng chất thải hoạt động chăn nuôi đến năm 2010 (Entec,

2009)

Loại gia súc Tải lượng 2005

(tấn/ngày)

Số lần gia tăngso với năm

2000

Tải lượng 2010 (tấn/ngày)

Số lần gia tăng so với năm 2000

Bảng 2.3 Tính chất nước thải chăn nuôi heo (Cảnh T.T., 1997)

2.1.4 Tổng quan các công nghệ xử lý nước thải chăn nuôi heo hiện nay

Vấn đề xử lý nước thải chăn nuôi hiện nay tập trung vào xử lý 03 thành phần chính đó là: thành phần ô nhiễm hữu cơ, vi sinh vật gây bệnh và đặc biệt là xử lý các hợp chất dinh dưỡng nitơ và photpho

Hiện nay có rất nhiều công nghệ xử lý thành phần nitơ trong nước thải như tách khí, trao đổi ion, lọc màng… Tuy nhiên, tất cả các công nghệ này đều có chi phí xử lý rất cao và không thể xử lý nước thải có chứa hàm lượng nitơ ở nồng độ cao Do đó công nghệ sinh học xử lý nitơ thường được ứng dụng cho nước thải có thành phần ô nhiễm nitơ cao

Công nghệ đang áp dụng phổ biến tại Việt Nam

• Trang trại chăn nuôi quy mô nhỏ (hộ gia đình)

- Hệ thống xử lý nước thải trang trại chăn nuôi heo của ông Chu Quang Dũng, huyện Hóc Môn, thành phố Hồ Chí Minh Đây là hệ thống xử lý điển hình của các trang trại chăn nuôi quy mô nhỏ Tổng đàn heo của trang trại từ 1000 đến 1200 con trong đó heo nái có từ 120-150 con heo nái và 750-1000 con heo thịt, tổng lượng nước thải trung bình 32 m3/ngày, hệ thống xử lý chủ yếu là bể biogas, nước thải sau bể biogas có nồng độ amoni trung bình 305 mg/L, COD 263 mg/L và

photpho 53.8 mg/L Như vậy nước thải đầu ra đã giảm một lượng lớn các chất ô nhiễm hữu cơ nhưng hầu hết các chỉ tiêu COD, NH4+, PO43- trong dòng ra đều không đạt so với quy chuẩn cho phép

Hình 2.1 Sơ đồ mô tả công nghệ xử lý chăn nuôi heo của trang trại ông Chu Quang

Dũng

- Hệ thống xử lý nước thải trang trại chăn nuôi heo của ông Nguyễn Hữu Nhiệm, huyện Tân Uyên, tỉnh Bình Dương Hệ thống xử lý này đòi hỏi một diện tích xây dựng lớn Tuy nhiên trang trại cũng thu được một lượng khí khá lớn để chạy máy phát điện dùng cho trang trại Nước thải sau hệ thống xử lý nhìn chung hết mùi hôi, hàm lượng TSS thấp tuy nhiên nồng độ N-NH4+, PO43- lần lượt là 220 mg/L và 40 mg/L vẫn cao hơn so với quy chuẩn cho phép

Hình 2.2 Sơ đồ mô tả công nghệ xử lý chăn nuôi heo của trang trại ông Nguyễn

Hữu Nhiệm 

• Trang trại chăn nuôi quy mô lớn

Xí nghiệp heo giống Đông Á – huyện Dĩ An, tỉnh Bình Dương Công nghệ xử lý nước thải này khá hoàn chỉnh, trong hệ thống có bộ phận tách phân, phần rắn để làm phân compost Lượng nước thải trung bình 150 m3/ngày,

Bể lắng Chất thải chăn

nuôi heo Bể thu gom

Khí biogas

Bể biogas

Nguồn tiếp nhận Phân heo

Bể lắng Chất thải

chăn nuôi heo Hệ thống bể biogas

Khí biogas Máy phát điện

Hồ thực vật thủy sinh Nguồn tiếp nhận

dòng vào có nồng độ COD 1800-3200 mg/L; N-NH4+ 200-800 mg/L và TP 30-80 mg/L Sau khi qua hệ thống xử lý dòng ra có nồng độ COD 82.4 mg/L, N-NH4+ 8.4 mg/L và T-P 3.7 mg/L (Phương L.C.N., 2009)

Hình 2.3 Sơ đồ mô tả công nghệ xử lý chăn nuôi heo của Xí nghiệp heo giống

Đông Á 

Các công nghệ đang áp dụng tại Việt Nam chủ yếu để xử lý thành phần ô nhiễm hữu cơ trong nước thải chăn nuôi, còn phần lớn thành phần ô nhiễm dinh dưỡng vẫn chưa được xử lý triệt để Có rất nhiều công nghệ cải tiến hiện nay để xử lý thành phần dinh dưỡng trong nước thải chăn nuôi như công nghệ A2O, SBR tuy nhiên thông thường các công nghệ này đòi hỏi chi phí xử lý cao, đòi hỏi thời gian lưu nước dài, khó vận hành nên việc nghiên cứu áp dụng các công nghệ mới để cung cấp thêm các giải pháp trong việc xử lý thành phần ô nhiễm dinh dưỡng trong nước thải chăn nuôi là hết sức cần thiết

Công nghệ đang áp dụng trên thế giới

¾

Hình 2.4 Quy trình xử lý nước thải chăn nuôi heo Thái Lan (Wongkot, 2011)

Bể lắng Chất thải chăn

nuôi heo

Các bể điều hòa tách phân

Khí biogas Các ô ủ Compost

Hồ thực vật thủy sinh

Các bể kỵ khí UASB

Các bể hiếu khí

Nguồn tiếp nhận

Chất thải chăn nuôi

heo

Bể lắng và phân hủy

chậm

Hồ thực vật thủy sinh Bể kỵ khí

UASB

Bể lọc cát

Nguồn tiếp nhận

Quy trình xử lý nước thải chăn nuôi heo tại Thái Lan cũng tương tư như hệ thống xử lý đang áp dụng tại Việt Nam và nồng độ nitơ đầu ra vẫn còn cao

¾ Quy trình xử lý nước thải chăn nuôi tại Đan Mạch

Hình 2.5 Quy trình xử lý nước thải chăn nuôi Đan Mạch (Karakashev và cộng

sự, 2007) 

Đây là công nghệ hoàn chỉnh để xử lý thành phần dinh dưỡng N, P trong nước thải chăn nuôi Tuy nhiên chi phí vận hành cao, đòi hỏi phải có cán bộ chuyên môn vận hành

2.2 Tổng quan công nghệ MBR

Hơn 100 năm trước, xử lý sinh học được sử dụng rộng rãi trong tái sử dụng nước.Tuy nhiên do yêu cầu chất lượng và các yêu cầu về vi sinh vật ngày càng nghiêm ngặt nên công nghệ màng được sử dụng như một công nghệ thay thế để tái sử dụng nước Ban đầu chi phí đầu tư và vận hành khá cao nên công nghệ màng trong xử lý nước thải chưa được sử dụng phổ biến Những năm gần đây công nghệ màng ngày càng phát triển, giá thành và chi phí đầu tư ngày càng giảm nên công nghệ màng ngày càng được sử dụng rộng rãi trong xử lý nước nói chung và tái sử dụng nước nói riêng

Hệ thống xử lý MBR là sự kết hợp giữa xử lý sinh học thông thường trong công trình xử lý nước thải với màng lọc Trong công nghệ truyền thống thường có bể lắng bùn nhưng khi kết hợp với màng lọc thì không cần công trình này nữa

Phát triển đầu tiên của hệ thống MBR bao gồm dòng chảy ngang qua màng và được đặt bên ngoài công trình xử lý sinh học Nguyên tắc sử dụng dòng chảy ngang là kết hợp dòng chảy vận tốc cao với việc ngăn ngừa việc đóng cặn trên bề mặt màng Nguyên tắc này tiêu tốn nhiều năng lượng trong việc duy trì vận tốc dòng cao Phân hủy

kỵ khí

Nguồn tiếp nhận Chất thải

chăn nuôi

Tách bùn Bể kỵ khí

UASB

Bể loại photpho

Bể nitrate hóa bán phần

Bể OLAND

và áp suất cần thiết cho dòng thấm Ngoài ra còn phải sử dụng bơm dòng tuần hoàn Một phát triển quan trọng của công nghệ MBR là sử dụng công nghệ màng đặt ngập trong công trình xử lý sinh học Năng lượng tiêu thụ ít hơn do không cần duy trì áp suất cao cho dòng tấm và bơm tuần hoàn không sử dụng trong loại màng đặt ngập

Hình 2.6 Mô tả sự phát triển của công nghệ màng trong xử lý nước (Visvanathan

và cộng sự, 2000)

2.2.1 Ưu điểm của công nghệ MBR (Thọ H.H., 2010)

• Có thể duy trì khả năng hoạt động ở tỷ lệ F/M thấp nên lượng bùn sinh ra ít hơn công nghệ truyền thống, hạn chế phát sinh mùi trong hệ thống xử lý

• Với kích thước lỗ màng nhỏ, màng MBR có thể tách các chất rắn lơ lững, hạt keo, vi khuẩn, một số virus và các phân tử hữu cơ kích thước lớn Do đó, quá trình MBR không cần phải xây thêm bể lắng bùn sinh học và bể khử trùng phía sau Î giảm được chi phí xây dựng và thiết bị, giảm chi phí vận hành và giảm được diện tích xây dựng

• Thời gian lưu nước ngắn (3-5 giờ) so với công nghệ bùn hoạt tính thông thường (>6 giờ) Î giảm diện tích đất cần thiết

• Nồng độ vi sinh trong bể cao và thời gian lưu bùn (Sludge Retention SRT) dài nên khối lượng bùn dư sinh ra ít Î giảm chi phí xử lý, thải bỏ bùn

Time-• MBR được thiết kế với nồng độ bùn hoạt tính cao (8.000-10.000 mg/l) và tải trọng BOD xử lý cao Î giảm thể tích của bể sinh học hiếu khí Î giảm chi phí đầu tư xây dựng

• Chất lượng nước sau xử lý luôn luôn được đảm bảo mà không cần quan tâm trong nước đầu ra có chứa bùn hoạt tính lơ lửng, các vi khuẩn gây bệnh và kiểm soát chlorine dư Nước thải sau xử lý có thể sử dụng cho các mục đích khác nhau như tưới cây hoặc rửa đường

• Quá trình vận hành đơn giản và dễ dàng hơn so với quá trình thông thường MBR có thể điều chỉnh hoàn toàn tự động trong quá trình vận hành, không cần phải đo chỉ số SVI hàng ngày (đây là chỉ số rất quan trọng đối với quá trình thông thường) Î ít tốn nhân công vận hành

• Trường hợp nhà máy có nâng công suất hoạt động lên thì đối với quá trình MBR chỉ cần đầu tư thêm modul màng MBR Ngoài ra, đối với quá trình MBR không cần phải dự trữ đất quá nhiều cho việc mở rộng giai đoạn kế tiếp

2.2.2 Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình lọc

• Tải trọng hữu cơ (OLR) và thời gian lưu nước (HRT)

Gia tăng thông lượng dòng đồng nghĩa với việc gia tăng khả năng tương tác giữa các hạt (tắc nghẽn) trên bề mặt màng Giảm HRT có khả năng tăng OLR và

MLSS Đây là ảnh hưởng trực tiếp lên sự nghẹt màng (Visvanathan và cộng sự,

1997) đề nghị giảm HRT và kết quả là lớp bánh bùn hình thành nhanh chóng trên bề

mặt màng, vì thế áp suất qua màng tăng • Thời gian lưu bùn (SRT): Thời gian lưu bùn (SRT) hoặc tuổi bùn trực tiếp liên

quan đến việc sản sinh ra bùn dư, và nó ảnh hưởng đáng kể đến quá trình sinh học vì đã thay đổi thành phần cấu tạo của bùn SRT dài và HRT ngắn có thể dự đoán được sự gia tăng sinh khối, điều này làm cho sự phân hủy sinh học diễn ra dễ dàng đối với những chất khó phân hủy Theo một cách nào đó, điều này có thể gây ra một số tác động không tốt, chẳng hạn như độ nhớt bùn cao dẫn đến nghẹt màng oxy

truyền dẫn thấp và giảm hiệu quả của MBR

• Chế độ sục khí

Gia tăng chế độ sục khí và vận tốc xuôi dòng (CFV) giảm nghẹt màng và gia tăng thông lượng dòng thấm mặc dù một số các nghiên cứu về dòng thấm đều sử dụng sự vận hành dòng phụ (side-stream) Nghiên cứu với MBR đặt ngập hoặc lý tưởng với dung dịch đề xuất và tỷ lệ dòng khí tại bề mặt màng tăng đến điểm giới hạn của nghẹt màng

Bảng 2.4 Mô tả điều kiện vận hành, lượng khí cung cấp cho màng phẳng của các

hãng trên thế giới (EUROMBRA, 2006)

Màng phẳng Công suất của hệ

thống (m3/ngày)

Thông lượng qua màng (L/m2.h)

Lượng khí cung cấp (m3/m2.h)

• Đặc điểm của sinh khối

Bùn hoạt tính là huyền phù không đồng nhất Nó là hợp chất của các thành phần trong nước thải đầu vào và chuyển hóa sản phẩm trong suốt thời gian phản ứng sinh học Nó hình thành dạng bông với cấu ma trận phức tạp Sinh khối bao

gồm cả chất rắn và polymer hòa tan (EPS) • Polyme ngoại bào (EPS: Protein và cacbonhydrat)

EPS có khối lượng phân tử lớn và là sự bài tiết có tính nhớt từ tế bào vi khuẩn đóng vai trò quan trọng trong việc nối kết các vi khuẩn và hình thành màng biofilm EPS bao gồm nhiều thành phần hữu cơ như polysaccharide, protein và chất mùn EPS cũng được xem như là sự kết dính của vi khuẩn với bề mặt màng Vi khuẩn sản xuất EPS trong suốt quá trình phát triển Các tế bào bám dính thì tạo ra nhiều EPS

hơn tế bào lơ lửng trong suốt giai đoạn tăng trưởng chậm • Nồng độ sinh khối (MLSS)

Nồng độ sinh khối có ảnh hưởng đến sự nghẹt màng và hiệu quả của MBR (chiều dày lớp bánh bùn và độ nhớt) Những điều này ảnh hưởng lên sự tuần hoàn bùn, bởi vì có sự thay đổi chế độ thủy lực và ứng suất trượt trên bề mặt lọc lớp bánh bùn

• Kích thước hạt và bông bùn

Nghiên cứu ảnh hưởng của kích thước hạt và điện tích bề mặt lên thông lượng dòng của màng vi lọc dòng chảy xuôi dòng Nghiên cứu cho thấy nghẹt màng và gia tăng trở lực có liên quan đến sự tích lũy của các hạt khi các hạt có kích thước gần bằng với kích thướt của lỗ lọc Các hạt có kích thước lớn thì không tích lũy trên bề mặt màng và không làm gia tăng TMP Các hạt có kích thước nhỏ là nguyên nhân gây ra nghẹt màng

2.2.3 Các nghiên cứu ứng dụng MBR trong quá trình khử nitơ

Hệ thống xử lý MBR có cơ chế loại bỏ nitơ, photpho cũng tương tự như các công trình xử lý sinh học thông thường Hiện nay có rất nhiều nghiên cứu ứng dụng công nghệ MBR để loại bỏ nitơ và photpho (Bảng 2.10) Theo nghiên cứu Holakoo

và cộng sự (2006) quá trình nitrate hóa và khử nitrate diễn ra trong hệ thống MBR với màng đặt ngập khi kiểm soát giá trị DO và theo Kimura và cộng sự (2005) khi

cung cấp khí oxy không liên tục trong bể MBR có màng đặt chìm sẽ tạo những điều kiện thiếu khí và hiếu khí giúp loại bỏ chất hữu cơ và nitơ Hiện nay có hai ứng dụng công nghệ màng trong xử lý BNR: Hệ thống xử lý BNR thông thường kết hợp với MBR và hệ thống MBR kết hợp với điều kiện thổi khí để tạo các vùng thiếu khí và hiếu khí giúp loại bỏ nitơ

Hệ thống MBR kết hợp với hệ thống xử lý BNR thông thường giúp hệ thống đạt hiệu quả xử lý rất cao do nhóm vi khuẩn NOB có thời gian lưu dài trong hệ

thống xử lý (Hanaki và cộng sự, 1990) Ngoài ra việc duy trì sinh khối, màng còn

giúp gia tăng tiếp xúc giữa sinh khối và cơ chất vì kích thướt bông bùn trong hệ

thống MBR nhỏ (Lesjean và cộng sự, 2005) Kết quả nghiên cứu Wang và cộng sự

(2005) cho thấy bể MBR cung cấp hơn 60% hiệu quả nitrate hóa sau bể hiếu khí trong hệ thống MBR kết hợp với A2/O Quá trình nitrat hóa diễn ra hoàn toàn trong

hệ thống xử lý MBR có điều kiện vận hành gián đoạn Như vậy hệ thống MBR đóng vai trò rất quan trọng và cần thiết trong hệ thống xử lý BNR kết hợp với MBR

Do quá trình khử nitrat thành khí nitơ thường được thực hiện ở điều kiện thiếu khí DO (<0.2 mg/L) nên công nghệ MBR không phù hợp với quá trình này, khi DO thấp màng lọc không được làm sạch và trở thành giá thể để vi sinh bám

dính nên nhanh chóng bị nghẹt màng Tuy nhiên theo nghiên cứu Yeom và cộng sự

(1999) khi hệ thống MBR vận hành với điều kiện sục khí không liên tục sẽ tạo các vùng thiếu khí, kỵ khí trong bể xử lý giúp loại bỏ nitơ Như vậy công nghệ màng MBR phải kết hợp với các công trình BNR khác để xử lý triệt để thành phần nitơ trong nước thải

Bảng 2.5 Các nghiên cứu xử lý BNR dùng công nghệ MBR (Sun F., 2010)

Hệ thống Vật liệu Kích thướt lỗ màng (μm) bề mặt(mDiện tích 2) Thể tích (L) Thể tích (L) Thể tích (L)

Tài liệu tham khảo

2.3 Các quá trình sinh học xử lý nitơ trong nước thải

2.3.1 Quá trình nitrtate hóa và khử nitrate theo chu trình thông thường

Quá trình xử lý nitơ thông thường phải qua hai giai đoạn Đầu tiên là giai đoạn nitrate hóa do nhóm vi sinh vật tự dưỡng nitrobacter oxy hóa amoni thành nitrite (AOB) và nhóm vi khuẩn Nitrosomonas oxy hóa nitrite thành nitrate (NOB) Giai đoạn tiếp theo sau quá trình nitrate hóa, là quá trình khử nitrate-nitrogen thành khí

nitơ trong môi trường thiếu khí (anoxic) và đòi hỏi một chất cho electron hữu cơ

hay vô cơ Hầu hết vi khuẩn khử nitrate hoá là dị dưỡng, nghĩa là chúng lấy carbon cho tổng hợp tế bào từ các hợp chất hữu cơ Phương trình sinh hóa của quá trình khử nitrate hóa tùy thuộc vào chất nền chứa carbon và nguồn nitơ sử dụng

Quá trình nitrat hóa và khử nitrat theo chu trình thông thường NH4+ Æ NH2OH Æ NO2- Æ NO3- Æ N2

NH4+ + 1,5O2 Æ NO2- + 2H+ + H2O (1)

NH4+ + 2O2 Æ NO3- + 2H+ + 2 H2O (3) NO3- + 2H+ + 2e- Æ NO2- + H2O (4) NO2- + 4H+ + 3e- Æ 0.5N2 + H2O (5) NO3- + 6H+ + 5e- Æ 0.5N2 + 3H2O (6) 6NO3- + 5CH3OH Æ 3N2 + 5CO2 + 7H2O + 6OH- (7) Từ phương trình (3) cho thấy rằng để oxy hóa 1 gram amoni (NH4+-N) phải cần đến 4,57g O2 và theo phương trình (1) thì lượng kiềm tiêu thụ tương ứng khi oxy hóa 1g NH4+ là 7.14g HCO-3 Trong suốt quá trình khử nitrate cần một lượng rất lớn cacbon hữu cơ, theo phương trình (7), để giảm 1g nitrate cần 2.47 g CH3OH Đối với nước thải có tỷ lệ C/N thấp thì cần phải bổ sung một lượng lớn cacbon hữu

cơ thông thường là methanol (Khin và Annachhatre, 2004; Mosquera-Corral và cộng sự, 2005)

2.3.2 Quá trình nitrate hóa bán phần (Partial Nitrification)

Sơ đồ mô tả quá trình nitrate hóa bán phần (Schmidt và cộng sự, 2003)

Nitrate hóa bán phần là quá trình oxy hóa amoni thành nitrite nhưng không qua giai đoạn nitrate Từ nitrite sẽ được oxy hóa thành khí N2 tự do không cần trải qua giai đoạn từ nitrite chuyển sang nitrate như mô tả ở sơ đồ trên Quá trình này mang lại nhiều lợi ích vì lượng khí cung cấp ít hơn, không cần bổ sung nguồn cacbon hữu cơ trong trường hợp tỷ lệ C/N trong nước thải thấp (Jianlong and Ning,

2004; Schmidt và cộng sự, 2003) Điều này ta thấy rõ qua các phương trình (1) - (3)

và (4) - (6)

Theo phương trình (1)-(3), cần 1,5 mol đề chuyển hóa amoni sang nitrite và 0,5 mol oxy để chuyển hóa nitrite sang dạng nitrate, tương đương với 75% và 25% nhu cầu oxy cho quá trình nitrate hóa Như vậy, quá trình nitrate hóa bán phần sẽ

giảm 25% chi phí năng lượng sục khí cho quá trình này (Ciudad và cộng sự, 2005;

Jianlong và Ning, 2004)

Nitrate hóa bán phần không chuyển hoàn toàn 100% amoni thành nitrite mà chỉ chuyển đổi một phần (Tỷ lệ NH4:NO2 là 1:1) Một quá trình nitrate hóa nổi tiếng được ứng dụng gần đây là quá trình SHARON (Single reactor High activity

Ammonium Removal Over Nitrite) (Hellinga và cộng sự, 1998) Theo phương trình

(4)-(6), để chuyển hóa 1 mole nitrite sang khí nitơ cần phải có 2electron tương đương với electron của chất cho điện tử trong khi đó để chuyển hóa 1 mol nitrate sang dạng khí nitơ cần phải cung cấp 5 electron Điều này cho thấy rằng khử nitrate

trực tiếp ở dạng nitrite sẽ tiết kiệm 40% lượng cacbon hữu cơ (Johansen và cộng sự, 2004; Yongzhen Peng và cộng sự, 2006) Sau khi nitrate hóa bán phần có thể kết

hợp với các quá trình ANAMMOX (Anaerobic Ammonium Oxidation), CANON (Completely Autotrophic Nitrogen removal Over Nitrite), OLAN (Oxygen Limited Autotrophic Nitrification - enitrification) và SND (Simultaneous Nitrification Denitrification) để khử thành khí nitơ tự do Ngoài ra quá trình nitrate hóa bán phần

còn tiết kiệm đến 40 % thể tích bể xử lý (Peng và và cộng sự, 2004) và tốc độ quá

Nitrat hóa bán phần Khử Nitrat

100 NO2-

100 N2100

NH4

trình khử nitrat thông qua nitrite nhanh hơn 1,5 đến 2 lần so với quá trình xử lý nitơ thông thường (Abeling và Seyfried, 1992)

Hình 2.7 Mô tả quá trình nitrate hóa bán phần (Yen H.V., 2009)

Như vậy so với quá trình xử lý nitơ theo phương pháp truyền thống thì xử lý nitơ theo phương pháp nitrate hóa bán phần có các ưu điểm sau:

+ Giảm 20% lượng oxy cung cấp và 60% chi phí năng lượng + Ở giai đoạn khử nitrate lượng electron yêu cầu thấp hơn (lên đến 40% lượng cacbon hữu cơ)

+ Tốc độ khử nitơ theo con đường nitrite cao hơn 1.5 đến 2 lần so với khử nitơ theo con đường nitrate

+ Giảm 20% lượng khí CO2 thải ra ngoài môi trường + Lượng bùn sinh ra thấp hơn 33%-35% ở giai đoạn nitrate hóa và 55% ở giai đoạn khử nitrate

2.3.3 Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình nitrate hóa bán phần

Nhiệt độ

Năng lượng hoạt hóa của hai nhóm vi khuẩn tham gia quá trình nitrate hóa là khác nhau đối với AOB là 64kCal/mol NH4+-N và nhóm vi khuẩn NOB là 19kCal/mol NH4+-N Năng lượng hoạt hóa của nhóm vi khuẩn AOB cao nên quá trình oxy hóa amoni thành nitrite phụ thuộc rất lớn vào nhiệt độ Khi nhiệt độ phản ứng càng cao thì tốc độ sinh trưởng của nhóm vi khuẩn AOB càng nhanh, dẫn đến sự khác biệt tốc độ sinh trưởng giữa hai nhóm vi khuẩn AOB và NOB Theo

(Tonkovic, 1998) đã quan sát thấy hiện tượng tích lũy nitrite trong các bể xử lý sinh học hiếu khí vào mùa hè Trong môi trường nuôi cấy (Camilla và Gunnel, 2001) nhiệt độ tối ưu cho nhóm AOB là 350C và 400C đối với nhóm NOB Theo nghiên

cứu của (Jong, H.K., và cộng sự, 2007) ở 200C bắt đầu xuất hiện quá trình tích lũy nitrite và quá trình tích lũy nitrite gia tăng liên tục khi nhiệt độ tăng từ 200C đến 300C Theo (Hellinga và cộng sự, 1998) nhóm AOB phát triển nhanh hơn nhóm

NOB ở điều kiện nhiệt độ 5-200C nhưng điều này lại xảy ra ngược lại ở điều kiện nhiệt độ cao hơn Như vậy quá trình nitrate hóa bán phần phù hợp với điều kiện nhiệt độ cao Chính vì vậy điều kiện khí hậu ở Việt Nam rất phù hợp cho quá trình này

Tuổi bùn (Sludge age) Theo (Bock và cộng sự, 1986) thời gian tối thiểu để nhóm AOB tăng gấp đôi

là 7h-8h và 10-13h đối với nhóm NOB, chính vì sự khác biệt này cần phải lựa chọn

thời gian lưu bùn phù hợp để loại bỏ nhóm NOB Theo kinh nghiệm của (Mulder J.W và cộng sự, 2001) thì thời gian lưu bùn (SRT) phù hợp là trong khoảng 1 ngày-

2,5 ngày Tuy nhiên ngày càng nhiều nghiên cứu cho thấy quá trình nitrat hóa bán

phần cũng xảy ra ở thời gian lưu bùn dài Theo (Pollice và cộng sự, 2002) quá trình

nitrate hóa bán phần vẫn diễn ra ở điều kiện oxy giới hạn và không phụ thuộc vào thời gian lưu bùn (SRT 10 ngày, 14 ngày và 40 ngày) Theo đồ thị thể hiện mối tương quan giữa nhiệt độ và tuổi bùn Hình 2.8 thì nhiệt độ càng cao thì thời gian lưu bùn hay tuổi bùn càng thấp, nhiệt độ từ 100C đến 250C tuổi bùn giữa hai nhóm AOB và NOB ít có sự khác biệt, tuy nhiên nhiệt độ từ từ 250C đến 350C tuổi bùn giữa hai nhóm AOB và NOB có sự khác biệt lớn Chính vì vậy các nghiên cứu đánh giá ảnh hưởng của thời gian lưu bùn đến quá trình nitrat hóa bán phần thường được thực hiện ở nhiệt độ cao hơn 250C

Hình 2.8 Đồ thị thể hiện mối tương quan giữa nhiệt độ và tuổi bùn (Hellinga

và cộng sự, 1998)

Hàm lượng Oxy hòa tan (DO)

Trong các nghiên cứu về quá trình nitrate hóa bán phần thì chỉ tiêu DO được quan tâm hàng đầu Theo nghiên cứu của tổ chức WEF (1998) ở điều kiện DO thấp, hằng số tương ứng với ½ tốc độ cực đại của nhóm AOB nằm trong khoảng DO 0,25-0,5 mg/l và 0,72-1,84 mg/l đối với nhóm NOB Chính vì vậy ở DO thấp khả năng ức chế đối với nhóm NOB cao hơn so với nhóm AOB và quá trình tích lũy nitrite dễ diễn ra hơn Theo nghiên cứu ảnh hưởng của DO đến quá trình nitrate hóa

bán phần của Ruiz và cộng sự (2002) cho thấy DO trong khoảng 2,7 – 5,7 mgO2/L không ảnh hưởng đến quá trình nitrate hóa, ở DO 1.7 mgO2/L có sự tích lũy nitrite theo thời gian và ở DO 0.7 mgO2/L quá trình tích lũy nitrite gia tăng và đạt giá trị

cực đại, đồng thời theo nghiên cứu của Ciudad và cộng sự (2005) ở DO 1.4

mgO2/L thì tỷ lệ tích lũy nitrite là 75%, 95 % amoni được loại bỏ và quá trình này diễn ra ổn định hơn 170 ngày vận hành Tuy nhiên khi vận hành ở DO thấp (nhỏ hơn 1 mgO2/l) sẽ làm giảm tốc độ nitrate hóa và xuất hiện vi khuẩn dạng sợi (filamentous) làm bùn khó lắng hơn Nồng độ DO tối ưu cho quá trình nitrat hóa bán phần/khử nitrate đối với nước thải nhân tạo được trình bày trong Bảng 2.6

Ngoài ra theo kết qủa nghiên cứu mối tương quan giữa DO và amonia tự do (FA) của Çeçen and Gönenç (1994) thì quá trình tích lũy nitrite chỉ xảy ra khi tỷ lệ

DO/FA nhỏ hơn 5 và tương tự theo quan sát của (Bernet và cộng sự, 2005) thì tỷ lệ

DO/ NH4+-N phải nhỏ hơn 0.3

Bảng 2.6 Ảnh hưởng của DO lên quá trình nitrate hóa (Parades và cộng sự, 2007)

0.5 Xuất hiện quá trình tích lũy nitrite và ức

chế quá trình oxy hóa nitrite Sinh trưởng lơ lững

(suspended growth)

6.0 Quá trình nitrate hóa diễn ra hoàn toàn

<0,5 Diễn ra quá trình tích lũy amoni và

nitrite 0.7 67% amoni bị oxy hóa thành nitrite 1.0 80% amoni bị oxy hóa thành nitrite

1.4 99% amoni bị oxy hóa tạo ra 70%

nitrite Bùn hoạt tính (Activated

sludge)

>1.7 Nitrate hóa hoàn toàn

1.0 Quá trình tích lũy nitrite diễn ra ổn định

và đạt tỷ lệ 100% >1.0 Hiệu quả oxy hóa amoni thấp, nồng độ

nitrite và nitrate sinh ra thấp 1.5 50% amoni bị oxy hóa thành nitrite Bể biofilm (Biofilm

airlift reactor)

>2.5 Nitrte hóa hoàn toàn Lọc sinh học hiếu khí

(Biological aerarted filter)

2.0 – 5.0 60% amoni bị oxy hóa thành nitrite

Bể màng sinh học khuấy

0.5 Quá trình tích lũy nitrte diễn ra ổn định

đạt 90% và 100% amoni bị oxy hóa trộn hoàn toàn

(Completely stirred biofilm reactor) >0.5

Quá trình tích lũy nitrite giảm dần và lượng nitrte sinh tăng dần theo DO Bể phản ứng sinh học giá

thể di động (Moving bed biofilm reactor)

3.0

50% ammonium chuyển thành nitrit Quá trình nitrat hóa diễn ra hoàn toàn sau 11 tháng vận hành

Giá trị pH

Theo phản ứng (1) oxy hóa 1 mol NH4+ sẽ sinh ra 2 mol H+ sau đó 2 mol H+ tiếp tục phản ứng với 2 mol bicarbonate (HCO-3) trong nước thải và theo lý thuyết oxy hóa 1g NH4+-N cần 7.14 g độ kiềm (tính theo CaCO3) Chính vì vậy pH trong phản ứng sẽ giảm nhanh trong suốt quá trình nitrate hóa, để pH trong mô hình nghiên cứu luôn ổn định ở mức cao thì cần phải bổ sung lượng kiềm ở dòng vào nếu thành phần nước thải có tỷ lệ độ kiềm/ NH4+-N thấp hơn 7 lần Kết quả nghiên cứu

Uemura và cộng sự (2011) khi sử dụng NaHCO3 để điều chỉnh pH dòng vào của mô hình nghiên cứu cho thấy nồng độ nitrite hay sự tích lũy nitrite cao hơn khi sử dụng NaOH để điều chỉnh pH dòng vào của mô hình

Giá trị pH còn ảnh hưởng đến các thông số vận hành rất quan trọng như sau trong suốt quá trình nitrate hóa bán phần

• Ảnh hưởng đến nồng độ ammonia tự do (FA)

Theo nghiên cứu của Yang and Alleman (1992) FA gây ức chế quá trình trao đổi chất thông qua màng tế bào của nhóm NOB Tác động gây ức chế của nồng độ FA đến hai nhóm AOB và NOB là khác nhau Mối liên hệ giữa pH và hàm lượng

FA thể hiện theo công thức sau (Anthonisen và cộng sự, 1976):

Trong đó ka/kw = e 6344/(273+T) : hằng số tỷ lệ giữa NH4+/NH3 và nước T: nhiệt đô (oC)

Nhiều nghiên cứu cho thấy quá trình tích lũy nitrite diễn ra khi điều chỉnh giá trị pH để kiểm soát nồng độ FA Ở FA ≥7 mg NH3–N/L phản ứng oxy hóa amoni bị ức chế và hầu như dừng hoàn toàn ở nồng độ 20 mg NH3–N/L (Abeling

và Seyfried 1992) Tuy nhiên theo nghiên cứu của Ford và cộng sự (1980) quá trình

oxy hóa amoni và nitrite bị chỉ bị ức chế hoàn toàn khi FA lớn hơn 24 mg NH3–N/L nhưng sẽ dễ dàng hồi phục khi FA nhỏ hơn, hệ thống có thể hoạt động bình thường khi FA lớn hơn 56 mg NH3–N/L và quá trình tích lũy nitrite chỉ diễn ra khi FA lớn hơn 3.5 mg NH3–N/L (Wong-Chong và Loehr, 1978) Nồng độ FA chỉ có tác động ức chế mà không có khả năng tiêu diệt nhóm NOB, ở điều kiện thuận lợi chúng sẽ được hồi phục vì vậy để quá trình nitrate hóa bán phần diễn ra ổn định cần xem xét kiểm soát thêm các thông số khác

Ảnh hưởng đến nồng độ HNO2 (FNA)

Theo nghiên cứu Abeling and Seyfried (1992) nồng độ gây độc cho nhóm vi khuẩn AOB và NOB nằm trong khoảng 0,13 mg/l Cơ chế gây độc của HNO2 thông qua việc không kết nối các proton trao đổi bên ngoài thành tế bào vi sinh vật, ngoài ra nitrite cũng được biết như là một yếu tố ảnh hưởng đến hệ vi sinh vật Theo nghiên cứu của Stein, (1998) ở điều kiện hiếu khí, không có sự hiện diện của NH4+-N và pH vận hành 8,0 thì nitrite càng cao thì nồng độ amoni bị oxy hóa càng giảm Nồng độ FNA được tính theo công thức:

Theo đồ thị Hình 2.9 có thể dễ dàng phân biệt khi nào FA đóng vai trò chính trong việc ức chế nhóm NOB, khi nào FNA nhóm NOB

Vùng 3: quá trình nitrate hóa

diễn ra hoàn toàn không bị ức chế

Vùng 4: quá trình ức chế oxy

hóa nitrite do FNA đóng vai trò chính

Hình 2.9 Mối liên hệ giữa hàm lượng FA, FNA và sự ức chế nhóm vi khuẩn

nitrite hóa NOB (Anthonisen và cộng sự, 1976) Nồng độ cơ chất và chế độ vận hành

Theo (Zheng và cộng sự, 2004) nhóm AOB được chia thành 2 nhóm: nhóm

sinh trưởng nhanh và nhóm sinh trưởng chậm, khi ở nồng độ amoni cao thì nhóm sinh trưởng nhanh có ái lực lớn hơn so với nhóm sinh trưởng chậm nên đối với nước thải đầu vào có nồng độ, tải trọng amoni cao thì quá trình tích lũy nitrite dễ dàng diễn ra hơn so với nước thải có nồng độ, tải trọng nitơ thấp hay nước thải có nồng độ amoni dòng không cao thì quá trình tích lũy nitrite khó diễn ra hơn

(Sliegrist và và cộng sự, 1998; Dongen V.U và cộng sự, 2001) Tương tự theo kết quả nghiên cứu của Joo và cộng sự (2000) khi tải trọng NH4+-N tăng từ 0,6 kgN/L đến 1,0 kgN/L thì tỷ lệ tích lũy nitrite (NAR) gia tăng nhanh chóng và đạt tỷ lệ hơn 50%

Ngoài ra chế độ thổi khí cũng là một yếu tố kiểm soát quá trình oxy hóa NH4+-N thành nitrite (Hidaka và cộng sự, 2002), theo nghiên cứu của Pollice và cộng sự (2002) khi sử dụng chế độ sục khí gián đoạn là một yếu tố giúp cho quá

trình tích lũy nitrite diễn ra Ngoài ra khi bơm nước thải liên tục vào mô hình phản

ứng cũng làm ảnh hưởng đến quá trình nitrate hóa và khử nitrate thông qua nitrite

(Yoo và cộng sự, 1999)

Bảng 2.7 Đánh giá ảnh hưởng của nồng độ FA đến quá trình oxy hóa nitrite (Banashri Sinha, Ajit P Annachhatre, 2006) NH+4

(mgN/l)

NH3

0,02 <7,2 20 Ngưỡng ức chế quá trình oxy hóa nitrite Dòng chảy liên tục Prakasam and Loehr (1972)

0,12 <7.2 20 Ức chế hơn 90% quá trình oxy hóa nitrite Dòng chảy liên tục Prakasam and Loehr (1972)

(1995) 13 0,6 7,8– 8,1 >95% nitrite accumulation SBR Alleman and Irvine (1980)

1–3 20 Tích lũy nitrite theo thời gian (>50%) Turk and Mavinic(1989) 16 1,06 8,1 25 Ức chế 55% quá trình oxy hóa nitrite DO 2,5 mgO2/l Balmelle và cộng sự (1992) 40 2,95 8,1 25 Ức chế 90% quá trình oxy hóa nitrite DO 2,5 mgO2/l Balmelle và cộng sự (1992)

100 6,64 8,1 25 Ức chế 100% quá trình oxy hóa nitrite DO 2,5 mgO2/l Balmelle và cộng sự

(1992)

840 Loehr (1978)

500 20 8.2 Ức chế hơn 90% quá trình oxy hóa nitrite Mương oxy hóa Murray et al (1975) 500 0.07–0.4 8.0 Tích lũy nitrite đến 300 mgN/l Bùn hoạt tính Surmacz-Gorska và cộng sự (1997)

>3 Ức chế 50% quá trình oxy hóa nitrite Trộn lẫn AOB/NOB Abeling and Seyfried (1992)

được làm giàu

Rols và cộng sự

(1994) 80 0.5 7.8 52% nitrite tích lũy Submerged biofilter Fdz-Polanco và cộng sự (1996)

0.5–0.7 Ngưỡng ức chế quá trình oxy hóa nitrite 6 tháng sau khi khởi động Villaverde et al (2000)

biofilter Villaverde et al (1997)