TRƯỜng đẠi học khoa học tự nhiên nguyễn quang nam nghiên cứu nâng cao hiệu quả XỬ LÝ

DANH MỤC BẢNG

MỞ ĐẦU

Những năm gần đây, ngành chăn nuôi đã tăng trưởng nhanh, đóng góp quan trọng vào việc phát triển kinh tế của đất nước. Tuy nhiên, bên cạnh lợi ích kinh tế mang lại thì chăn nuôi cũng đang nảy sinh vấn đề về chất lượng môi trường, làm ảnh hưởng đến sức khỏe của cộng đồng dân cư và hệ sinh thái tự nhiên. Mỗi năm ngành chăn nuôi gia súc, gia cầm thải ra khoảng 75 - 85 triệu tấn phân, với phương thức sử dụng phân chuồng và nước thải không qua xử lý, xả trực tiếp ra môi trường gây ô nhiễm nghiêm trọng [1].

Theo báo cáo tổng kết của Viện chăn nuôi, hầu hết các hộ chăn nuôi lợn đều để nước thải chảy tự do ra môi trường xung quanh gây mùi hôi thối nồng nặc, đặc biệt là vào những ngày oi bức. Nồng độ khí H₂S và NH₃ cao hơn mức cho phép khoảng 30 - 40 lần. Tổng số vi sinh vật (VSV) và bào tử nấm cũng cao hơn mức cho phép rất nhiều lần. Ngoài ra nước thải chăn nuôi lợn còn có chứa COD, tổng nitơ, tổng phốtpho,... cao hơn rất nhiều lần so với tiêu chuẩn cho phép. Chính vì vậy có thể thấy rằng một thực trạng ở nước ta là vấn đề xử lý nguồn nước thải ô nhiễm này thường bị bỏ qua hoặc bằng các biện pháp đơn lẻ, không hiệu quả và bền vững. Hầu hết các hệ thống hiện nay được triển khai một cách đối phó, không đạt tiêu chuẩn thải, khi sử dụng những công nghệ đơn giản chỉ phù hợp cho xử lý những nguồn nước thải có tải trọng ô nhiễm thấp vào áp dụng với nguồn nước thải đặc thù này. Nói cách khác các mô hình xử lý nước thải chăn nuôi hiện nay tại nước ta mới đạt ở mức làm giảm tải trọng ô nhiễm chứ chưa đạt được các tiêu chuẩn thải theo quy định của tiêu chuẩn ngành chăn nuôi [9].

Mục tiêu của đề tài là phân tích, đánh giá các đặc tính ô nhiễm của nước thải chăn nuôi lợn lấy tại địa chỉ xóm Múi – Xã Bích Hòa – huyện Thanh Oai – thành phố Hà Nội. Trên cơ sở đó, khảo sát một số các yếu tố ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý chất ô nhiễm trong nước thải chăn nuôi lợn bằng các phương pháp hóa lý, sinh học và đề xuất sơ đồ dây chuyền công nghệ đảm bảo chất lượng nước sau xử lý đạt Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về nước thải công nghiệp (QCVN 40:2013/BTNMT, cột B).

- Khảo sát một số yếu tố ảnh hưởng đến hiệu quả tiền xử lý nước thải chăn nuôi lợn bằng phương pháp hóa lý;

- Khảo sát một số yếu tố ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý nước thải chăn nuôi lợn sau tiền xử lý bằng phương pháp hợp sinh học kết hợp lọc màng polyme;

- Khảo sát một số yếu tố ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý tăng cường nước thải sau xử lý sinh học kết hợp lọc màng polyme bằng phương pháp keo tụ.

Chương 1 - TỔNG QUAN

1. 
   Nước thải chăn nuôi và ảnh hưởng đến môi trường
   

Bảng 1.1. Thông số nước thải theo điều tra tại các trại chăn nuôi tập trung [9]

1.1.2. Ảnh hưởng của nước thải chăn nuôi đến môi trường

Trong những năm gần đây, ngành chăn nuôi phát triển với tốc độ rất nhanh, đặc biệt là chăn nuôi lợn do nhu cầu về thịt lợn của người tiêu dùng tăng mạnh. Bên cạnh đấy là việc phát sinh ra các vấn đề ô nhiễm môi trường ngày càng trầm trọng. Nước thải từ các cơ sở chăn nuôi thường được thải trực tiếp vào nguồn tiếp nhận không qua xử lý hay xử lý không đầy đủ gây ô nhiễm môi trường nước, không khí và đất trầm trọng.

Nước thải chăn nuôi có khả năng gây ô nhiễm môi trường cao do có chứa hàm lượng cao các chất hữu cơ, cặn lơ lửng, N, P và VSV gây bệnh [3]. Nitơ, phốtpho trong nước thải chăn nuôi cao chưa qua xử lý chảy vào sông, hồ sẽ làm tăng hàm lượng chất dinh dưỡng, gây phú dưỡng nguồn nước.

Khi xử lý nitơ trong nước thải không tốt, để hợp chất nitơ đi vào trong chuỗi thức ăn hay trong nước cấp có thể gây nên một số bệnh nguy hiểm. Nitrat tạo chứng thiếu Vitamin và có thể kết hợp với các amin để tạo thành các nitrosamin là nguyên nhân gây ung thư ở người cao tuổi. Trẻ sơ sinh đặc biệt nhạy cảm với nitrat lọt vào sữa mẹ, hoặc qua nước dùng để pha sữa. Khi lọt vào cơ thể, nitrat chuyển hóa thành nitrit nhờ vi khuẩn đường ruột. Ion nitrit còn nguy hiểm hơn nitrat đối với sức khỏe con người. Khi tác dụng với các amin hay alkyl cacbonat trong cơ thể người chúng có thể tạo thành các hợp chất chứa nitơ gây ung thư. Trong cơ thể Nitrit có thể ôxy hoá sắt II ngăn cản quá trình hình thành Hb làm giảm lượng ôxy trong máu có thể gây ngạt, nôn, khi nồng độ cao có thể dẫn đến tử vong.

Kháng sinh, hoóc môn tăng trọng mặc dù được trộn vào thức ăn gia súc ở liều lượng thấp nhưng có thể gây ô nhiễm. Kháng sinh trong nước có thể tạo ra các chủng vi khuẩn nhờn thuốc. Hooc môn có thể gây biến thể, thay đổi giới tính trong các loài động vật hoang dã, các loài cá.

Kim loại nặng như đồng, kẽm, coban, sắt, mangan có trong thức ăn gia súc. Các động vật chỉ hấp thụ chúng rất ít, từ 5 - 15%, còn lại thải ra ngoài. Các kim loại ấy đều có hại cho sức khỏe con người khi uống phải nước ô nhiễm hay ăn thịt động vật.

2. 
   Hiện trạng xử lý nước thải chăn nuôi
   

Theo kết quả điều tra đánh giá hiện trạng môi trường của Viện chăn nuôi tại các cơ sở chăn nuôi lợn có quy mô tập trung thuộc Hà Nội, Hà Tây, Ninh Bình, Nam Định, Quảng Nam, Bình Dương, Đồng Nai cho thấy: nước thải của các cơ sở chăn nuôi lợn bao gồm nước tiểu, rửa chuồng, máng ăn, máng uống và nước tắm rửa cho lợn. Tất cả các cơ sở chăn nuôi lợn được điều tra đều chỉ có hệ thống xử lý chất thải lỏng bằng công nghệ biogas và theo quy trình: Nước thải  Bể Biogas  Hồ sinh học  thải ra môi trường (Hình 1.1) . Hầu hết các trang trại chăn nuôi lợn khác trên toàn quốc hiện nay cũng có sơ đồ xử lý chất thải như trên. Quy trình này có ưu điểm là sản xuất được năng lượng sinh học (khí Biogas) từ chất thải phục vụ các mục đích sinh hoạt, tuy nhiên chất lượng nước thải sau khi xử lý đều không đạt các tiêu chuẩn thải đặc biệt đối với các chỉ tiêu COD, BOD, T-N, T-P và các chỉ tiêu vi sinh khác. Ngoài ra đối với các trang trại tập trung chăn nuôi quy mô lớn, mô hình này không đáp ứng được công suất xử lý do đòi hỏi thời gian lưu dài của nước thải (khoảng 30 - 40 ngày) trong thiết bị xử lý dẫn tới việc phải xây dựng hệ thống xử lý trên một diện tích lớn, mà điều này chắc chắn là không mong muốn đối với các chủ trang trại, thậm chí là bất khả thi trong tình hình áp lực về đất đai hiện nay.

Hình 1.1. Quy trình xử lý nước thải chăn nuôi phổ biến ở Việt Nam hiện nay đối với cơ sở chăn nuôi

Trong những năm qua, một số mô hình xử lý chất thải chăn nuôi đã được nghiên cứu và triển khai công nghệ vào thực tế ở Việt Nam. Chẳng hạn mô hình xử lý nước thải chăn nuôi bằng thực vật thủy sinh, mô hình đất ngập nước …Tuy mức độ thành công của mỗi mô hình là khác nhau nhưng đã góp phần giảm thiểu ô nhiễm và bước đầu đưa các công nghệ xử lý chất thải tiên tiến vào Việt Nam. Mặc dù, các phương pháp xử lý chất thải chăn nuôi được áp dụng hiện nay đều dựa trên các công nghệ đã được áp dụng thành công trên thế giới nhưng để phù hợp với thực tiễn Việt Nam vẫn còn gặp không ít khó khăn do quy mô chăn nuôi đa dạng, vốn đầu tư và chi phí vận hành thấp, trình độ và hiểu biết của người chăn nuôi chưa đáp ứng nhu cầu.

Chính vì vậy có thể thấy rằng ở nước ta, một thực trạng là vấn đề xử lý nguồn nước thải ô nhiễm này thường bị bỏ qua hoặc bằng các biện pháp đơn lẻ, không hiệu quả và bền vững. Hầu hết các hệ thống hiện nay được triển khai một cách đối phó, không đạt tiêu chuẩn thải, khi sử dụng những công nghệ đơn giản chỉ phù hợp cho xử lý những nguồn nước thải có tải trọng ô nhiễm thấp vào áp dụng với nguồn nước thải đặc thù này. Nói cách khác các mô hình xử lý nước thải chăn nuôi hiện nay tại nước ta mới đạt ở mức làm giảm tải trọng ô nhiễm chứ chưa đạt được các tiêu chuẩn thải theo quy định của ngành chăn nuôi.

Nhìn chung, việc quản lý nước thải chăn nuôi lợn đang gặp nhiều khó khăn. Vì vậy cần có nhiều biện pháp tích cực kết hợp để quản lý và khắc phục vấn đề môi trường do chất thải chăn nuôi gây ra.

3. 
   Các phương pháp xử lý nước thải chăn nuôi
   

Các phương pháp áp dụng như: sàng lọc; tách cơ học; trộn, khuấy; lắng; lọc hay hóa lỏng khí…nhằm loại bỏ một phần cặn ra khỏi nước thải chăn nuôi, tạo điều kiện cho quá trình xử lý hóa học và sinh học tiếp theo được thực hiện tốt hơn. Phương pháp vật lý thường được kết hợp với các phương pháp sinh học hay hóa học để tăng hiệu quả của các quá trình chuyển hóa và tách các chất cặn, chất kết tủa hay sau tuyển nổi … [5].

1.3.2. Các phương pháp hóa lý

Các quá trình thường áp dụng là: trung hòa; sử dụng các chất oxy hóa khử; kết tủa hay tuyển nổi; hấp phụ; tách bằng màng và khử trùng;…. Trong đó, xử lý hóa học thường gắn với phương pháp xử lý vật lý hay xử lý sinh học … [5].

Trong nước thải chăn nuôi thường chứa nhiều thành phần hòa tan hay các hạt có kích thước nhỏ, không thể tách khỏi dòng nước thải bằng phương pháp vật lý. Để tách các thành phần này ra khỏi nguồn nước, thường sử dụng các tác nhân tạo keo tụ như phèn sắt, phèn nhôm, chất trợ keo tụ, polyme hữu cơ… Phương pháp này loại bỏ được hầu hết các chất bẩn có trong nước thải, tuy nhiên chi phí đầu tư xây dựng và giá thành vận hành cao.

Ngoài ra, ở một số cơ sở chăn nuôi có nguồn tiếp nhận nước thải đòi hỏi mức độ sạch sinh học cao, còn sử dụng các chất oxy hóa mạnh như clo để oxy hóa các chất ô nhiễm trong nước thải hay để khử trùng nước trước khi thải ra nguồn tiếp nhận. Phương pháp thường gặp nhất là diệt trùng nước thải sau xử lý sinh học trước khi xả ra nguồn tiếp nhận bằng clo hoặc các dẫn xuất của chúng như canxihydrocloride, clorua vôi, cloramine để khử trùng nước thải. Khi vào nước, clo kết hợp với nước tạo ra axit HOCl là chất có tính oxy hóa mạnh, có tác dụng diệt khuẩn và khử mùi.

1.3.3. Công nghệ xử lý bằng phương pháp vi sinh

Phương pháp này dựa trên cơ sở sử dụng hoạt động của VSV để phân hủy các chất hữu cơ gây nhiễm bẩn trong nước thải. Các VSV sử dụng các chất hữu cơ và một số chất khoáng làm nguồn dinh dưỡng tạo năng lượng. Trong quá trình dinh dưỡng, chúng nhận các chất dinh dưỡng để xây dựng tế bào, sinh trưởng và sinh sản nên sinh khối của chúng tăng lên. Quá trình phân hủy các chất hữu cơ nhờ VSV gọi là quá trình oxy hóa sinh hóa.

Nước thải có thể xử lý sinh học sẽ được đặc trưng bởi chỉ tiêu BOD hoặc COD. Để có thể xử lý bằng phương pháp sinh học nước thải cần không chứa các chất độc và tạp chất, các muối kim loại nặng hoặc nồng độ của chúng không vượt quá nồng độ cực đại cho phép và có tỷ số BOD/COD ≥ 0,5. Nhìn chung, phương pháp sinh học có thể chia thành 2 loại là: xử lý kỵ khí và xử lý hiếu khí

• 
  Phương pháp xử lý kị khí (yếm khí):
  

+) Hồ yếm khí: ở đây các vi khuẩn yếm khí phân hủy các chất hữu cơ thành các sản phẩm cuối ở dạng khí là CO₂ và CH₄, them vào đó là hợp chất trung gian phát sinh mùi như các axit hữu cơ, H₂S. Đặc tính của nước thải có thể được xử lý bằng phương pháp yếm khí là có hàm lượng chất hữu cơ cao, cụ thể là protein, mỡ, có nhiệt độ tương đối cao, không chứa các chất độc và đủ các chất dinh dưỡng. Các tiêu chuẩn vận hành bình thường đối với hồ yếm khí có thể đạt hiệu suất khử BOD bằng 75% là tải trọng BOD bằng g BOD/m³.ngày, thời gian lưu tối thiểu là 4 ngày, hồ làm việc ở nhiệt độ tối thiểu 25^oC. Vấn đề vận hành thường gặp đối với loại hồ này là sự giảm nhiệt độ do mặt hồ không được lớp dầu mỡ phủ kín để cách nhiệt và tránh tác động khuấy trộn của gió. Nếu hồ vận hành đúng sẽ không phát sinh mùi làm ô nhiễm môi trường xung quanh. Ưu điểm của xử lý yếm khí so với quá trình hiếu khí là sinh ra ít bùn hơn và không cần thiết bị thông khí, nhưng nhược điểm của nó là phân hủy không triệt để nên chất thải cần được xử lý tiếp bằng quá trình thứ cấp là quá trình hiếu khí. Mặt khác quá trình phân hủy yếm khí cần nhiệt độ khá cao.

+) Bể xử lý sinh học dòng chảy ngược qua tầng bùn kỵ khí (Upflow anearobic sludge blanket - UASB): đây là một trong những quá trình xử lý kị khí được sử dụng rộng rãi nhất trên thế giới nhờ có các đặc điểm như tích hợp cả 3 quá trình phân hủy - lắng bùn - tách khí trong một công trình; thứ 2 là tạo ra các loại bùn hạt có nồng độ VSV cao và tốc độ lắng cao hơn so với bùn của quá trình hiếu khí dạng lơ lửng. Quá trình hoạt động của UASB như sau: nước thải được nạp liệu từ phía đáy bể và đi qua lớp bùn hạt, quá trình xử lý xảy ra khi các chất hữu cơ trong nước thải tiếp xúc với bùn hạt. Khí sinh ra trong điều kiện kị khí chủ yếu là CH₄ và CO₂, sẽ tạo dòng tuần hoàn cục bộ giúp cho quá trình hình thành và duy trì sinh học dạng hạt. Khí sinh ra từ các hạt bùn sẽ dính vào các hạt bùn và cùng với khí tự do nổi lên phía mặt bể. Tại đây quá trình tách khí - lỏng - rắn được thực hiện nhờ bộ phận tách pha. Khí có thể được thu hồi nhờ đi qua bồn hấp thụ chứa NaOH 5 – 10%, hoặc thải ra môi trường nếu khối lượng ít. Nước thải được chảy qua máng chảy tràn vào thiết bị xử lý tiếp theo.

Vận tốc nước thải đưa vào bể duy trì ở khoảng 0,6 – 0,9 m/h, pH thích hợp cho quá trình phân hủy kị khí dao động trong khoảng 6,6 – 7,6. Do đó cần cung cấp đủ độ kiềm cho thiết bị ( nồng độ trong khoảng 1000 – 5000mg/L) để đảm bảo nước thải luôn có pH > 6,2 vì nếu < 6,2 vi khuẩn chuyển hóa khí metan sẽ không hoạt động được.

Hình 1.2. Sơ đồ hệ thống UASB

• 
  Phương pháp xử lý hiếu khí: là phương pháp xử lý sử dụng các nhóm VSV hiếu khí. Để đảm bảo hoạt động sống của chúng cần cung cấp oxy liên tục và duy trì nhiệt độ trong khoảng 20 - 40^oC. Một số quy trình xử lý hiếu khí có thể kể đến như:
  

+) Mương oxy hóa (Oxidation ditch): Là một dạng aeroten khuấy trộn hoàn chỉnh, làm việc trong điều kiện hiếu khí kéo dài với bùn hoạt tính chuyển động tuần hoàn trong mương. Nước thải có độ nhiễm bẩn cao BOD₂₀ khoảng từ 1000 đến 5000 mg O₂/L có thể đưa vào xử lý ở mương oxy hóa. Đối với nước thải sinh hoạt chỉ cần song chắn rác, lắng cát và không cần qua lắng sơ cấp là có thể đưa vào mương oxy hóa. Tải trọng của mương tính theo bùn hoạt tính vào khoảng 200g O₂/kg.ngày. Một phần bùn được khoáng hóa ngay trong mương, do đó số lượng bùn giảm khoảng 2,8 lần. Thời gian xử lý từ 1 - 3 ngày. Mương có dạng hình chữ nhật hay hình elip, đáy làm bằng bê tông cốt thép, chiều sâu từ 0,7 - 1 m, tốc độ nước ≥ 0,3 m/s.

+) Lọc sinh học (Biofilter): Phương pháp này dựa trên quá trình hoạt động của VSV ở màng sinh học, oxy hóa các chất bẩn hữu cơ có trong nước. Các vi khuẩn hiếu khí được tập trung ở phần lớp ngoài của màng sinh học. Ở đây chúng phát triển và gắn với giá mang là các vật liệu lọc. Trong quá trình làm việc, các vật liệu lọc tiếp xúc với nước chảy từ trên xuống, sau đó nước thải đã được làm sạch được thu gom vào lắng 2. Nước vào lắng 2 có thể kéo theo những mãnh vỡ của màng sinh học bị lóc khi lọc. Trong thực tế, một phần nước đã qua lắng 2 được quay trở lại làm nước pha loãng cho các loại nước thải đậm đặc trước khi vào bể lọc và giữ nhiệt cho màng sinh học làm việc. Lọc sinh học chia làm hai loại: lọc sinh học với vật liệu tiếp xúc không ngập trong nước và ngập trong nước.

+) Hồ sinh học hiếu khí: hay còn gọi là hồ oxy hóa hoặc hồ ổn định, là một chuỗi từ 3 đến 5 hồ, nước thải chảy qua hệ thống hồ với vận tốc không lớn. Trong hồ nước thải được làm sạch bằng tự nhiên bao gồm cả tảo và vi khuẩn nên tốc độ oxy hóa chậm, đòi hỏi thời gian lưu thủy lực lớn 30 – 50 ngày. Các vi khuẩn sử dụng oxy sinh ra trong quá trình quang hợp của tảo và oxy được hấp thụ từ không khí để phân hủy các hợp chất hữu cơ. Còn tảo đến lượt mình sử dụng CO₂, NH₄⁺, phốtpho được giải phóng ra trong quá trình phân hủy các chất hữu cơ để thực hiện quá trình quang hợp. Để hồ sinh học làm việc bình thường, cần duy trì pH và nhiệt độ ở giá trị tối ưu. Trong hồ xẩy ra các quá trình sau: oxy hóa các chất hữu cơ bởi các VSV hiếu khí ở lớp nước ở trên hồ; quang hợp của tảo ở lớp nước phía trên; phân hủy chất hữu cơ của các vi khuẩn yếm khí ở đáy hồ. Gió và nhiệt độ là những yếu tố quan trọng ảnh hưởng tới mức độ khuấy trộn nước trong hồ. Ở đây khuấy trộn có hai chức năng: giảm tới mức tối thiểu, rút ngắn thời gian lưu và các vùng chết trong hồ; phân phối đều các chất dinh dưỡng, oxy cho tảo và VSV.

+) Bể Aeroten kết hợp lắng hoạt động gián đoạn theo mẻ (SBR -Sequencing Batch Reactor): các giai đoạn hoạt động diễn ra trong một ngăn bể bao gồm: làm đầy nước thải, thổi khí, để lắng tĩnh, xả nước thải và xả bùn dư. Đầu tiên, nước thải cho vào bể trộn với bùn hoạt tính lưu lại từ chu kỳ trước. Sau đấy, hỗn hợp nước thải và bùn được sục khí với thời gian thổi khí theo yêu cầu. Quá trình diễn ra gần với điều kiện trộn hoàn toàn và các chất hữu cơ được oxy hoá trong giai đoạn này. Bùn để lắng trong điều kiện tĩnh, nước trong nằm phía trên lớp bùn được xả ra khỏi bể. Lượng bùn dư được hình thành trong quá trình thổi khí xả ra khỏi ngăn bể, các ngăn bể hoạt động lệch pha để đảm bảo cho việc cung cấp nước thải lên trạm xử lý nước thải liên tục. Công trình SBR hoạt động gián đoạn, theo chu kỳ. Các quá trình trộn nước thải với bùn, lắng bùn cặn, .v.v. diễn ra gần giống điều kiện lý tưởng nên hiệu quả xử lý nước thải cao. BOD của nước thải sau xử lý thường thấp hơn 50 mg/L, hàm lượng cặn lơ lửng từ 10 - 45 mg/L và NH₃-N khoảng từ 0,3 - 12 mg/L. Bể aeroten hoạt động gián đoạn theo mẻ làm việc không cần bể lắng đợt hai. Trong nhiều trường hợp, có thể bỏ qua bể điều hoà và bể lắng sơ cấp.

Hệ thống aeroten hoạt động gián đoạn (SBR) có thể khử được nitơ và phốtpho do có thể điều chỉnh được các quá trình hiếu khí, thiếu khí và kỵ khí trong bể bằng việc thay đổi chế độ cung cấp ôxy. Chu kỳ hoạt động của ngăn bể được điều khiển bằng rơle. Trong ngăn bể được bố trí hệ thống vớt váng, thiết bị đo mức bùn.

Hình 1.3. Các giai đoạn trong bể aeroten hoạt động gián đoạn

1.3.4. Các nghiên cứu xử lý nước thải chăn nuôi

Việc xử lý chất thải chăn nuôi đã được nghiên cứu triển khai ở các nước phát triển từ cách đây vài chục năm. Các nghiên cứu của các tổ chức và các tác giả như (Zhang và Felmann, 1997), (Boone và cs., 1993; Smith & Frank, 1988), (Chynoweth và Pullammanappallil, 1996; Legrand, 1993; Smith và cs., 1988; Smith và cs., 1992), (Chynoweth, 1987; Chynoweth & Isaacson, 1987)... Các công nghệ áp dụng cho xử lý nước thải chăn nuôi có tải trọng ô nhiễm cao trên thế giới chủ yếu là các phương pháp sinh học. Ở các nước phát triển, quy mô trang trại hàng trăm hecta, trong trang trại ngoài chăn nuôi lợn quy mô lớn (trên 10.000 con lợn), phân lợn và chất thải lợn chủ yếu làm phân vi sinh và năng lượng Biogas cho máy phát điện, nước thải chăn nuôi được sử dụng cho các mục đích nông nghiệp.

Hai phương pháp được sử dụng phổ biến nhất để loại bỏ nitơ khỏi nước thải là vật lý và sinh học. Phương pháp vật lý đó là sử dụng sàng lọc để loại bỏ nitơ bám dính trong chất rắn lơ lửng. Van Horn và cộng sự (1994) đã chỉ ra rằng có rất nhiều các chất dinh dưỡng bao gồm nitơ tồn tại trong nước thải sau khi đã qua sàng lọc. Nghiên cứu của Powers (1993) cho thấy chưa đến 10% nitơ bị loại bỏ bởi sàng lọc. Sàng lọc có thể loại bỏ một số chất dinh dưỡng, nhưng không thể loại bỏ hoàn toàn các nitơ hòa tan. Chính vì thề mà phương pháp sinh học là sự lựa chọn tiếp theo trong xử lý nitơ.

Nhiều loại hệ thống sinh học loại bỏ nitơ đã được phát triển. Phổ biến là hệ kết hợp nối tiếp nhau 2 khu vực hiếu khí và yếm khí, tạo điều kiện để quá trình nitrat hóa và khử nitrat xảy ra. Một vài hệ xử lý tách biệt quá trình nitrat hóa và khử nitrat hóa thành hai bể bùn riêng biệt. Quá trình nitrat hóa và khử nitrat xảy ra trong cùng một bể bùn nhưng tách thành hai khu vực cũng đã được sử dụng.

Một vài quá trình xử lý loại bỏ nitơ trong cùng một bể bùn được phát triển bởi Ludzack – Ettinger (MLE) (1962) và Bardenpho (1975) (Hình 1.4 và 1.5). Các quá trình làm việc tách biệt sục khí và không sục khí. Trong MLE, nước thải tuần hoàn từ bể hiếu khí quay trở lại bể thiếu khí. Trong Bardenpho có thêm 2 bể (1 bể thiếu khí và 1 bể hiếu khí) lắp sau bể thiếu khí và hiếu khí đầu tiên, do đó ở bể thiếu khí thứ 2 xảy ra quá trình khử nitrat nhiều hơn bởi phân hủy nội sinh và cơ chất chậm, đóng vai trò như một nguồn cacbon cho quá trình khử nitrat.

Hình 1.4. Mô hình Ludzack – Ettinger loại bỏ nitơ sinh học

Hình 1.5. Mô hình Bardenpho loại bỏ nitơ sinh học

Các tác giả Ancheng Luo; Jun Zhu; Pius M Ndegwa (2002) đã nghiên cứu về hiệu quả xử lý nitơ trong nước thải chăn nuôi lợn với điều kiện sục khí liên tục và không liên tục ở bể ô xi hóa khử thấp. Kết quả cho thấy: Sục khí ở tốc độ 0 – 0.667 L/ph.L liên tục làm giảm T-N, NH₄⁺-N tương ứng 24%, 32,3% (với đầu vào T-N là 2,88 g/l). Sục khí không liên tục (tắt bật sau 2 giờ) đạt được khoảng ½ hiệu quả loại bỏ T-N và NH₄⁺-N như sục khí liên tục [13]. Cũng nghiên cứu về các hệ mẻ sục khí không liên tục, nhưng có các điều chỉnh về mặt vận hành và thêm hóa chất MgSO₄ làm kết tủa NH_­­4-N của nhóm tác giả Takaaki Maekawa, Chung - Min Liao và Xing - Dong Feng (1995) nên đã đạt được hiệu quả xử lý cao hơn. Hiệu suất loại bỏ T-N từ 1166 xuống 102 mg/L và NH_­­4⁺-N từ 519 xuống 2 mg/L, tương ứng đạt 91 và 99% với điều kiện hoạt động được lựa chọn là: pH = 7,5; thời gian lưu thủy lực là 1 giờ; nhiệt độ 25^oC; sục khí tắt mở sau 1 giờ; tỷ lệ NH_­­4-N:PO₄-P:Mg = 1:0,6:0,9.

Phản ứng kết tủa amoni:

Mg²⁺ + NH₄⁺ + PO₄^3- + 6H₂0 ↔ MgNH₄PO4.6H₂0 ↓

Các nghiên cứu loại bỏ nitơ gần đây thường sử dụng hệ xử lý theo mẻ liên tục SBR. Hệ SBR gồm rất nhiều giai đoạn xử lý được thực hiện trong cùng một bể phản ứng. Hệ SBR có khả năng loại bỏ các chất dinh dưỡng trong nước thải chăn nuôi sau khi qua phân hủy kỵ khí. Kết quả nghiên cứu của nhóm D.Obaja cho thấy: với chế độ vận hành HRT 8 giờ mỗi chu kỳ và SRT 11 ngày, nồng độ bùn trong bể dao động 3000 – 4000 mg/L: Trong 2 giờ đầu (giai đoạn kỵ khí), hầu như nồng độ nitơ không thay đổi. Sau đấy, quá trình nitrat hóa xảy ra trong 4 giờ, NH₄⁺ chuyển sang NO₃^-, nồng độ nitrat tăng. Sau giai đoạn hiếu khí, hầu như NH₄⁺ đã chuyển sang NO₃^-. Trong giai đoạn thiếu khí, nitrat giảm, chuyển sang N₂. Giai đoạn này hệ cần bổ sung nguồn cacbon bên ngoài vào như axit acetic, etanol. Hiệu suất loại bỏ nitơ đạt được rất cao, 99,7%. Tuy nhiên, khi nồng độ NH₄⁺ cao hơn 500 mg/L, quá trình nitrat hóa không xảy ra hoàn toàn. Chẳng hạn, với nồng độ NH₄⁺ 550 mg/L, nồng độ NH₄⁺ đầu ra là 50 mg/L, mặc dù hiệu suất đạt được vẫn rất cao, 90,9% [19]. Do đó, hệ này cần phải tăng hàm lượng sinh khối trong bể phản ứng hoặc phải kéo dài thời gian sục khí.

Hee Seok Kim và các cộng sự (2008) đã nghiên cứu tăng cường khả năng loại bỏ nitơ của nước thải chuồng lợn bằng màng lọc kết hợp với bể phản ứng nitrat hóa. Thông thường nước thải chăn nuôi chứa hàm lượng cao các chất hữu cơ, nitơ và phốtpho. Do đó, rất khó để duy trì tốt hiệu quả chất lượng bằng quá trình bùn hoạt tính truyền thống. Vi sinh oxy hóa chất hữu cơ có giá trị năng suất cao hơn so với VSV nitrat hóa. Nếu thời gian lưu bùn (SRT) ngắn hơn thì sẽ rất khó để ổn định VSV nitrat hóa. Vì thế các tác giả đã sử dụng hệ MBR để đạt được thông số MLSS cao và thời gian lưu bùn dài nhằm tăng cường hoạt động bể nitrat hóa. Các tác giả đã sử dụng hệ thống AO và AO2 với thời gian lưu nước (HRT) 5 ngày. Trước bể nitrat hóa kết hợp với hệ thống AO, nguồn amoni đầu vào được duy trì ở nồng độ cao để quá trình nitrat hóa chiếm ưu thế ở bể nitrat hóa. Hệ thống AO2 được kết hợp với bể thiếu khí 6 L, bể hiếu khí 12L và bể nitrat hóa 9L. Hệ thống được nghiên cứu với 4 bước: thay đổi tỷ lệ tuần hoàn, thay đổi HRT, và trường hợp có hoặc không có bể nitrat hóa. Nước thải chuồng lợn đã được tiền xử lý bằng ly tâm và tiền xử lý sinh học. Đặc tính nước thải đầu vào: COD 6419 mg/L, T-N 4212 mg/L, NH₄⁺-N 2560 mg/L và NO₃^--N 1050 mg/L. Như vậy, trong trường hợp này tỷ lệ C/N rất thấp. Trong hệ thống AO, tỷ lệ tuần hoàn thay đổi từ 100% đến 500%. Kết quả cho thấy tỷ lệ tuần hoàn 300% đạt được hiệu quả tốt nhất. Kết quả loại bỏ T-N của hệ AO2 là 238 mg/L và đạt hiệu suất 94%, còn hệ AO chỉ đạt 539mg/L. Như vậy hiệu suất loại bỏ là 56% tăng so với hệ AO. Đặc biệt, hiệu suất loại bỏ NH₄⁺-N là 68% và NO₃^--N là 37% tăng so với hệ AO. Kết quả nói lên rằng việc kết hợp với bể nitrat hóa có thể đạt được hiệu quả tốt hơn trong việc loại bỏ nitơ mà không cần bổ sung thêm nguồn cacbon trong trường hợp tỉ số C/N thấp [16].

- Nghiên cứu xử lý phốtpho:

Xử lý hóa lý làm giảm hầu hết T-P bởi làm giảm số lượng các hạt rắn lơ lửng trong nước thải và làm kết tủa T-P bằng các hợp chất của sắt, nhôm và canxi.

Nghiên cứu của D. M. Weaver & G. S. P. Ritchie về loại bỏ phốtpho từ nước thải chuồng lợn cho thấy, hiệu quả loại bỏ T-P bằng vôi tôi và hóa lý đạt 95% và không ảnh hưởng bởi chất lượng nước thải.

Theo nghiên cứu của Ancheng Luo (2002), có thể làm giảm PO₄^3- đồng thời tiết kiệm năng lượng bằng cách sục khí không liên tục ở mức ôxi hóa thấp. Trong vòng 24 giờ đã loại bỏ được 75% PO₄^3-. Khả năng loại bỏ phốtpho giữa sục khí liên tục và không liên tục không có sự khác nhau nhiều [13].

H. Kim và các cộng sự (2005) đã nghiên cứu về hệ thống MBR gồm các bể sinh học theo chuỗi thiếu khí - hiếu khí rồi hiếu khí - hiếu khí để loại bỏ nitơ, phốtpho và các hợp chất hữu cơ trong nước thải chăn nuôi. Các màng làm từ polysulfone với trọng lượng phân tử (MWCO) 30kDa; diện tích bề mặt của màng là 0,5 m². HRT tối đa của bể thiếu khí, hiếu khí, hiếu khí không liên tục và hiếu khí tương ứng là 5.3, 3.3, 5.9 và 4.2 ngày, trong khi tỉ lệ tái sinh bên trong của #1, #2, #3 từ 860% - 1.060%, và duy trì tương ứng ở 150 và 100%. Trong quá trình hoạt động, tại bể phản ứng sinh học MLSS dao động trong khoảng 4.040 - 11.100 mg/L, và nhiệt độ tại bể phản ứng sinh học dao động từ 25,3 - 40,2 ^oC. Thời gian lưu bùn (SRT) khoảng 24 - 61 ngày. Trong 6 tháng hoạt động, hiệu quả loại bỏ T-P đạt 82.7% với đầu vào dao động trong khoảng 34 - 192 mg/L [18].

- Nghiên cứu về keo tụ:

Các nghiên cứu về keo tụ cũng đã được ứng dụng trong xử lý nước thải chăn nuôi lợn. Việc loại bỏ phốtpho được thực hiện bằng phương pháp kết tủa bởi những hóa chất phổ biến như phèn nhôm, vôi tôi, phèn sắt và các chất trợ keo tụ. Kết tủa struvite MgNH₄PO₄.6H₂O đã được cải tiến và có thể loại bỏ cả phốtpho và nitơ. Các yếu tố ảnh hưởng như pH và liều lượng hóa chất đã được nhóm tác giả P.H. Liao, Y. Gao và K.V. Lo nghiên cứu. Chế độ khuấy được thực hiện trên máy jar test trong các cốc 500 ml: khuấy nhanh 100 vòng/phút trong 5 phút, sau đấy khuấy chậm 20 vòng/phút trong 30 phút. Cuối cùng để lắng 100 phút. Kết quả cho thấy, hiệu quả loại bỏ phốtpho cao nhất ở pH= 9, trong khi đó hiệu quả loại bỏ amonia cao nhất ở pH= 11. Polyme PERCOL 728 đã được sử dụng làm chất trợ keo tụ. Và việc kết hợp giữa MgNH₄PO₄.6H₂O và PERCOL 728 có hiệu quả cao hơn trong việc loại bỏ phốtpho, amonia và chất rắn lơ lửng [21].

J. Dosta, J. Rovira, A. Galı, S. Mace, J. Mata-A lvarez cúng đã khảo sát quy trình kết hợp keo tụ/tạo bông trong hệ SBR để loại bỏ COD và nitơ trong quá trình xử lý nước thải chăn nuôi lợn. Qua khảo sát cho thấy nồng độ FeCl₃ tối ưu là 800mg/L với chế độ khuấy: khuấy nhanh trong 30 giây, sau đó khuấy chậm 15 phút, và cuối cùng để lắng 20 phút. Kết quả là T-COD và SS giảm tương ứng trên 66 và 74%, và loại bỏ T-N trên 98% khi làm việc với thời gian lưu nước HRT 2,7 ngày và SRT 12 ngày, nhiệt độ 32^oC, 3 giai đoạn hiếu khí với 1 giai đoạn thiếu khí, sục khí ngắt nghỉ. Liều lượng chất keo tụ như trên không gây ảnh hưởng đến hoạt động của VSV nitrat hóa và khử nitrat hóa [22].

Nghiên cứu tiền xử lý hóa lý bằng keo tụ kết hợp với MBR để nâng cao hiệu quả xử lý và giảm hiện tượng tắc màng trong xử lý nước thải chăn nuôi lợn đã được H.Kim và các cộng sự (2005) thực hiện trong 5 tháng. Hiệu suất trung bình loại bỏ BOD, COD, NH₃-N trong quá trình keo tụ tương ứng là 64,3; 77,3 và 40,4%, trong đó hiệu suất loại bỏ nitơ thấp hơn các thông số khác. Hiệu suất loại bỏ độ đục bởi hóa chất keo tụ đạt 96,4% chủ yếu là do trung hòa điện tích. Nước thải sau quá trình xử lý keo tụ được thu gom lại và là đầu vào của MBR với tải lượng COD trung bình là 0,57 kg COD/m³ ngày. Độ đục đầu vào biến động từ 1,7 – 56,0 NTU không làm ảnh hưởng đến đầu ra độ đục, vẫn duy trì dưới 2,0 NTU. Chất hữu cơ và nitơ được loại bỏ đáng kể trong MBR. Hiệu suất loại bỏ BOD, COD, độ đục và NH₃-N trong quá trình MBR đạt tương ứng 99,5; 99,4; 99,8 và 98,2%.

Do sự xuất hiện của vi tảo và các sinh vật lơ lửng gây cản trở quá trình xử lý COD và nitơ, phốtpho nên nhóm tác giả Ignacio de Godos, Hector O. Guzman, Roberto Soto (2010) đã tiến hành đánh giá khả năng loại bỏ sinh khối tảo và vi khuẩn từ nước thải lợn bằng các hóa chất keo tụ phổ biến là sắt chorua và sắt sunfat và các polyme như: Drewfloc 447; Flocudex CS/5000; Glocusol CM/78; Chmifloc CV/300 và Chitosan. Các thí nghiệm được thực hiện trong các cốc 100 ml, trong đó có 40 ml vi khuẩn tảo và khuấy ở 300 vòng/phút trong 1 phút và để lắng trong 10 phút. Hiệu quả loại bỏ sinh khối S.obliquus, Chlorella, C. sorokiniana, Chlorococcum sp cao nhất của muối sắt (FeCl₃ và Fe₂(SO₄)₃) đạt được là 66 – 98% khi ở nồng độ 150 – 250 mg/L. Với nồng độ muối sắt thấp hơn 50 mg/L hiệu quả loại bỏ tảo thấp. Khi thêm các chất keo tụ thường làm giảm pH từ 10 – 10,5 xuống 3 – 3,7 ở nồng độ muối sắt 250 mg/L. Bên cạnh đấy, hiệu quả keo tụ giảm khi sử dụng nồng độ polyme keo tụ quá liều. Trong thí nghiệm với Chitosan, mặc dù Chitosan có hiệu quả keo tụ tốt nhất trong việc loại bỏ các vi tảo thường được ghi nhận ở mức nồng độ 25 mg/L, tuy nhiên kết quả đạt được trong các thí nghiệm này thấp hơn so với các lần trước, cụ thể hiệu quả loại bỏ dưới 40% đối với C. sorokiniana, Chlorococcum sp. và S. obliquus, và chỉ đạt 58 ± 8% đối với Chlorella Consortium. Kết quả thấp này có thể do các hạt keo hữu cơ tương tác với Chitosan. Thí nghiệm với Chitosan với nồng độ từ 50 – 250 mg/L không thấy làm tăng khả năng loại bỏ sinh khối vi tảo. pH giảm xuống 3,7 khi tăng liều lượng Chitosan do xuất hiện axit acetic. Chitosan trong nghiên cứu của Sukenic et al. (1988) và Buelna et al. (1990) tối ưu ở nồng độ 10 và 20 mg/L. Sử dụng chất keo tụ polyacrylamide như Flocusol CM-78, Drewfloc 447, Chemifloc CV-300 và Flocudex CS-5000 với nồng độ thấp (5 – 50 mg/L) là cần thiết để loại bỏ hầu hết sinh khối vi tảo. Đối với S. obliquus, Chlorococcum sp. và C. sorokinianabiomass thì polyme Flocusol CM-78 tối ưu ở nồng độ 50 mg/L, đạt hiệu suất 83–92%. Đối với Chlorellaconsortium thì nồng độ polyme tối ưu là 100 mg/L, hiệu suất loại bỏ sinh khối đạt 94%. Khả năng loại bỏ sinh khối tối ưu của Chmifloc CV/300 là 84 - 91% khi ở nồng độ 25 mg/L. Flocudex CS-5000 đạt hiệu suất 74 - 90% ở 25 mg/L. Cũng giống Chitosan, khi tăng nồng độ chất keo tụ cũng làm giảm hiệu suất keo tụ do hình thành các lực đẩy. Tóm lại, trong việc loại bỏ sinh khối tảo, các polyme thương mại được sử dụng ở nồng độ thấp hơn so với các chất keo tụ của muối sắt [18].

- Nghiên cứu một số yếu tố ảnh hưởng đến hiệu suất xử lý sinh học:

Trong nghiên cứu của Ancheng Luo và cộng sự (2002), khi thay đổi chế độ sục khí từ 0 – 0,667 L/ph liên tục, T-N và NH₄⁺-N giảm tương ứng 24 và 32,3% (với đầu vào T-N là 2,88 g/l). Sục khí không liên tục (tắt bật sau 2 giờ) đạt được khoảng 50% hiệu quả loại bỏ T-N và NH₄⁺-N như sục khí liên tục [13].

Liên quan đến chế độ sục khí là chỉ số ôxy hòa tan (DO). Chỉ số DO đóng vai trò quan trọng trong việc loại bỏ nitơ. Không cung cấp đủ oxy làm giảm khả năng loại bỏ NH₃-N. Trong hệ MBR: Hiệu suất loại bỏ NH₃-N giảm xuống còn 92,8% khi nồng độ DO giảm còn 1,0 mg/L. DO nên duy trì trên 2 mg/L ở bể hiếu khí để hệ MBR hoạt động ổn định.

Theo nghiên cứu của H. Kim và cộng sự (2005), nhiệt độ trong bể phản ứng sinh học trong mùa hè thường tăng lên khoảng 50^oC do một lượng lớn nhiệt thoát ra từ phản ứng sinh học trong chất hữu cơ nên cần phải làm giảm xuống 35^oC để tránh ức chế quá trình nitrat hóa. Theo đó cần phải kiểm soát nhiệt độ để có được phản ứng nitrat hoàn toàn mà không cần thiết bị làm mát. Kiểm soát nồng độ MLSS ở bể sinh học được lựa chọn như là một giải pháp, kết quả là nhiệt độ ở bể sinh học trong mùa hè được duy trì thấp hơn 40^oC. Khi nhiệt độ ở bể sinh học được kiểm soát, tốc độ nitrat đạt khoảng 99,5%. Kết quả này có thể giải thích hoặc do vi khuẩn nitrifying được duy trì ở bể sinh học hoặc do thời gian lưu dài và sự tăng nhiệt độ [18].