Luận văn Giải pháp công nghệ xử lý nước thải chăn nuôi lợn bằng phương pháp sinh học phù hợp với điều kiện Việt Nam

MỤC LỤC

 

Danh mục từ viết tắt 3

Danh mục bảng 4

Danh mục hình 6

MỞ ĐẦU 7

CHƯƠNG I. TỔNG QUAN 9

1.1 Tình hình chăn nuôi ở Việt Nam 9

1.1.1. Hiện trạng chăn nuôi lợn 9

1.1.2. Định hướng phát triển chăn nuôi lợn tại Việt Nam 10

1.1.3. Hiện trạng ô nhiễm môi trường do chăn nuôi lợn 11

1.1.4. Ảnh hưởng của ô nhiễm môi trường đến năng suất chăn nuôi 13

1.1.5. Tình hình dịch bệnh trong ngành chăn nuôi lợn và thiệt hại kinh tế 14

1.2. Tổng quan về chất thải chăn nuôi lợn và hiện trạng quản lý chất thải chăn nuôi lợn ở Việt Nam 14

1.2.1. Đặc điểm chất thải chăn nuôi lợn 14

1.2.2. Tình hình về quản lý chất thải chăn nuôi lợn tại Việt Nam 19

1.2.3. Tổng quan về quản lý chất thải chăn nuôi lợn trên thế giới 21

CHƯƠNG II. CƠ SỞ LÝ THUYẾT VÀ ĐỀ XUẤT CÔNG NGHỆ XỬ LÝ NƯỚC THẢI CHĂN NUÔI LỢN PHÙ HỢP VỚI ĐIỀU KIỆN CỦA VIỆT NAM 24

2.1. Xử lý nước thải chăn nuôi lợn bằng phương pháp cơ học và hóa lý 24

2.1.1. Xử lý cơ học 24

2.1.2. Xử lý hóa lý 24

2.2. Xử lý nước thải chăn nuôi lợn bằng phương pháp sinh học kỵ khí 24

2.2.1. Cơ sở lý thuyết quá trình xử lý kỵ khí 24

2.2.2. Các công trình kỵ khí có triển vọng áp dụng cho XLNT chăn nuôi 27

2.3. Xử lý nước thải chăn nuôi lợn bằng phương pháp sinh học hiếu khí 37

2.3.1. Các quá trình trong quá trình hiếu khí 37

2.3.2. Các công trình hiếu khí có triển vọng áp dụng cho XLNT chăn nuôi 37

2.4. Xử lý N, P trong nước thải chăn nuôi lợn bằng phương pháp sinh học 41

2.4.1. Cơ sở lý thuyết loại bỏ hợp chất N trong nước thải 43

2.4.2. Các dây chuyền xử lý N, P trong nước thải 48

2.4.3. Quá trình mới xử lý Nitơ trong nước thải 51

2.4.4. Phương pháp xử lý P trong nước thải 54

2.4.5. Loại bỏ hợp chất N, P trong nước thải bằng thực vật thủy sinh: 55

2.5. Đề xuất và lựa chọn sơ đồ dây chuyền công nghệ xử lý nước thải chăn nuôi lợn tập trung phù hợp với điều kiện Việt Nam 56

CHƯƠNG III. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 60

CHƯƠNG III. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 61

3.1. Kết quả xử lý theo sơ đồ DCCN số 1 61

3.1.1. Sơ đồ dây chuyền công nghệ 61

3.1.2. Kích thước các công trình 61

3.1.3. Kết quả và thảo luận 62

3.2. Kết quả xử lý theo sơ đồ DCCN số 2 69

3.2.1. Sơ đồ dây chuyền công nghệ 70

3.2.2. Vận hành công trình 71

3.2.3. Kết quả và nhận xét 71

3.3. Cơ sở lý thuyết và tính toán các công trình theo sơ đồ DCCN số 3 74

3.3.1. Bể Biogas 75

3.3.2. Bể UASB 77

3.3.3. Mương oxy hóa: 82

3.3.4. Bể lắng 2 83

3.3.5. Hồ sinh học 83

3.4. So sánh lựa chọn công nghệ tối ưu cho xử lý nước thải chăn nuôi lợn 84

CHƯƠNG IV. KẾT LUẬN 90

TÀI LIỆU THAM KHẢO 91

PHỤ LỤC 95

Phụ lục 1: Một số hình ảnh về hệ thống xử lý áp dụng dây chuyền 1 95

Phụ lục 2: Một số hình ảnh về hệ thống xử lý áp dụng dây chuyền 2 97

Phụ lục 3: Một số hình ảnh và bản vẽ hệ thống xử lý áp dụng dây chuyền 3 99

 

 

doc105 trang | Chia sẻ: oanh_nt | Ngày: 04/07/2013 | Lượt xem: 10905 | Lượt tải: 218download
Bạn đang xem nội dung tài liệu Luận văn Giải pháp công nghệ xử lý nước thải chăn nuôi lợn bằng phương pháp sinh học phù hợp với điều kiện Việt Nam, để tải tài liệu về máy bạn click vào nút DOWNLOAD ở trên
ên đến 15-20 kgCOD/m3.ngđ (thời gian này kéo dài khoảng 3-4 tháng) [16]. e. Bể EGSB (Expanded Granular Slugde Bed): Một trong những yếu tố quan trọng của hệ UASB là dạng tập hợp sinh khối, sinh khối keo tụ thành hạt bùn: kích thước 1-5mm, khối lượng riêng lớn, độ bền cơ học cao, tốc độ sa lắng lớn và hoạt tính methane hóa cao. Một hệ UASB thông thường không có khả năng tạo ra các hạt bùn có tính chất như trên mặc dù có hiệu quả xử lý cao, chứng tỏ chúng không phải là điều kiện tiên quyết cho hiệu quả xử lý của hệ, chính từ quan điểm trên người ta đã biến thể hệ UASB thành hệ EGSB. Năm 1983 Lettinga và cs, đã phát minh ra hệ thống EGSB - Expanded Granular Sludge Bed (lớp bùn hạt mở rộng). Dòng nước thải đi vào hệ thống theo chiều từ dưới lên, qua một lớp bùn hạt mở rộng, chứa những vi sinh vật kỵ khí để phân huỷ chất hữu cơ chứa trong bùn thải. Vận tốc dòng lên của hệ thống có thể đạt trên 9 m/h, cao hơn nhiều hệ thống UASB (0,6 - 0,9m/h). Nước thải ra khỏi hệ thống có thể được tuần hoàn trở lại một phần, do tải lượng của bể EGSB (2-4kgCOD/m3.ngày [17]) thấp hơn so với bể UASB. + Ưu điểm: - Giảm được chi phí xây dựng (do tải trọng xử lý cao); - Độ ổn định cao ngay cả với những điều kiện hoạt động không thuận lợi, có thể hoạt động được ở nhiệt độ thấp: 8-120C; có thể xử lý nhiều chất độc hại và nhiều loại acid béo có cấu tạo bền vững; - Vận tốc nước dâng lớn: 9-12m/h (trong bể UASB là 0,6-0,9m/h) + Nhược điểm: - Tốn năng lượng do dòng tuần hoàn; - Bùn dư có khả năng phân tách kém hơn bùn trong hệ UASB; - Do tốc độ dâng nước lớn nên rất khó tạo bùn hạt (loại bùn có hoạt tính cao) Từ các ưu nhược điểm trên cho thấy hệ thống EGSB nên áp dụng cho nước thải có tải lượng COD thấp và chứa các chất hữu cơ dạng hòa tan. 2.3. Xử lý nước thải chăn nuôi lợn bằng phương pháp sinh học hiếu khí 2.3.1. Các quá trình trong quá trình hiếu khí Quá trình xử lý nước thải bằng phương pháp hiếu khí bao gồm 3 giai đoạn: - Oxy hóa các chất hữu cơ: CxHyOz + O2 CO2 + H2O + DH - Tổng hợp tế bào mới: CxHyOz+ O2 + NH3TÕ bµo vi khuÈn (C5H7O2N)+CO2 + H2O - DH - Phân hủy nội bào: C5H7O2N + O2 5CO2 + 2H2O + NH3 ± DH 2.3.2. Các công trình hiếu khí có triển vọng áp dụng cho XLNT chăn nuôi a. Aerotank: Hệ thống xử lý bằng bùn hoạt tính được phát minh bởi Arden và Lockett năm 1914 tại Anh. Vi khuẩn dính bám lên các bông cặn có trong nước thải và phát triển sinh khối tạo thành bông bùn có hoạt tính phân hủy chất hữu cơ. Các bông bùn này được cấp khí cưỡng bức đảm bảo lượng oxy cần thiết cho hoạt động phân hủy và giữ cho bông bùn ở trạng thái lơ lửng. Các bông bùn lớn dần lên do hấp phụ các chất rắn lơ lửng, tế bào VSV, động vật nguyên sinh... qua đó nước thải được làm sạch. Theo nghiên cứu của Lâm Quang Ngà (1998) ở trại chăn nuôi 3/2 TP. HCM: ứng với tải trọng 0,6-1,5kgCOD/m3.ngày, nồng độ COD đầu vào 200-500 mg/l và thời gian lưu nước 8-10 giờ thì hiệu quả xử lý đạt được 80-85%. Khi tăng thời gian xử lý lên thì hiệu quả xử lý không tăng nữa. XLNT chăn nuôi bằng bể Aerotank có ưu điểm là tiết kiệm được diện tích và hiệu quả xử lý cao, ổn định nhưng chi phí đầu tư xây dựng và chi phí vận hành khá lớn so với các phương pháp xử lý hiếu khí khác như: ao hồ sinh học, mương oxy hóa... Do đó tùy điều kiện kinh tế, quỹ đất mà lựa chọn hình thức xử lý phù hợp. b. Lọc sinh học hiếu khí: Sử dụng hệ VSV dính bám trên các VLL để xử lý các chất hữu cơ trong nước thải. Vi sinh vật có thể dính bám lên giá thể vì có nhiều loại VSV có khả năng tiết ra các polyme sinh học giống như keo dính vào giá thể, tạo thành màng. Lớp màng này dày lên và có khả năng oxy hóa, hấp phụ: chất hữu cơ, cặn lơ lửng hoặc trứng giun sán. + Bể lọc nhỏ giọt: vật liệu lọc là sỏi nhẹ, than... đường kính hạt 20 - 50 mm. Chiều dày lớp vật liệu lọc từ 1,5 - 2,0 m. Bể được cấp khí tự nhiên nhờ các cửa thông gió xung quanh bể hoặc cấp khí cưỡng bức. Tải trọng của bể lọc sinh học nhỏ giọt thấp 0,1-0,2 kgBOD/m3 VLL, tải trọng thủy lực 1-3m3 nước thải/m2 bề mặt bể.ngày. Thông thường hiệu quả xử lý BOD của bể lọc sinh học nhỏ giọt E=75-90% [19]. + Bể lọc sinh học cao tải: chiều dày lớp vật liệu lọc khoảng 2,0 - 4,0 m. Bể được cấp khí cưỡng bức với lưu lượng 8-12 m3 khí/m3 nước thải. Tải trọng của bể lọc sinh học cao tải 0,2-1,5 kgBOD/m3 VLL, tải trọng thủy lực 10-30m3 nước thải/m2 bề mặt bể.ngày. Hiệu quả xử lý BOD của bể lọc sinh học cao tải E=60-85% [19]. c. Hồ sinh học: Các quá trình diễn ra trong hồ sinh học tương như quá trình tự làm sạch ở sông hồ nhưng tốc độ nhanh hơn và hiệu quả cao hơn. Trong hồ có thể nuôi trồng thủy thực vật, tảo, vi sinh vật, cá.... để tăng hiệu quả xử lý. Quần thể động thực vật trong hồ đóng vai trò rất quan trọng trong quá trình chuyển hóa các hợp chất hữu cơ của nước thải. Đầu tiên VSV phân hủy các chất hữu cơ phức tạp thành các chất đơn giản, đồng thời trong quá trình quang hợp chúng lại giải phóng ra oxy cung cấp cho động thực vật. Cá bơi khuấy trộn nước có tác dụng tăng sự tiếp xúc của oxy với nước, thúc đẩy sự họat động, phân hủy của vi sinh vật... Ngoài nhiệm vụ xử lý nước thải, hồ sinh học còn có các lợi ích: nuôi trồng thủy sản và cây trồng, điều hòa lưu lượng, dự trữ nước cho các mục đích sử dụng nước khác. Căn cứ vào đặc tính tồn tại của các nhóm VSV và cơ chế xử lý mà có thể chia ra các loại hồ: hồ hiếu khí; hồ kỵ khí; hồ tùy tiện. + Hồ hiếu khí: Là loại hồ cạn, độ sâu lớp nước trong hồ 0,4-0,8m để cho ánh sáng mặt trời xâm nhập sâu vào lớp nước. Lượng oxy cho các quá trình sinh hóa chủ yếu là oxy trong không khí xâm nhập qua bề mặt và hoạt động quang hợp của thực vật trong nước. Tải lượng của hồ khoảng 250-300 kgBOD/ha.ngày; thời gian lưu nước khoảng 3-12 ngày. Do độ sâu nhỏ và thời gian lưu nước lớn do đó hồ hiếu khí có thể kết hợp xử lý nước thải và nuôi trồng thủy sản. Đối với hồ hiếu khí nhân tạo (cung cấp oxy cưỡng bức) thì chiều sâu hồ có thể 2-4,5m; tải lượng 400 kgBOD/ha.ngày; thời gian lưu nước 1-3 ngày. + Hồ tùy tiện: được sử dụng rộng rãi trong XLNT, trong hồ xảy ra song song hai quá trình: oxy hóa hiếu khí chất hữu cơ và phân hủy methane cặn lắng. Chiều sâu của hồ tùy tiện thường lấy 1,0-1,5m. Theo chiều sâu của hồ phân ra thành ba vùng: Lớp nước phía trên có nhiều oxy hòa tan nên quá trình oxy hóa xảy ra ở môi trường hiếu khí; Lớp giữa là lớp trung gian; Lớp dưới cùng quá trình phân hủy các chất hữu cơ ở môi trường yếm khí. Hình 2.3. Các quá trình sinh hóa XLNT trong hồ sinh học d. Xử lý nước thải chăn nuôi lợn bằng thuỷ sinh thực vật Trong XLNT, thực vật thủy sinh (TVTS) có vai trò rất quan trọng. TVTS tham gia loại bỏ các chất bẩn hữu cơ, chất rắn lơ lửng, nitơ, phốtpho, kim loại nặng và VSV gây bệnh. Trong quá trình XLNT thì sự phối hợp chặt chẽ giữa TVTS và các sinh vật khác (động vật phù du, tảo, vi khuẩn, vi nấm, động vật nguyên sinh, nhuyễn thể, ấu trùng, côn trùng…) có ý nghĩa quan trọng. Vi sinh vật tham gia trực tiếp vào quá trình phân hủy các hợp chất hữu cơ và tạo nguyên liệu dinh dưỡng (N, P và các khoáng chất khác…) cho thực vật sử dụng. Đây chính là cơ chế quan trọng để TVTS loại bỏ các hợp chất vô cơ N, P. Hiện nay việc sử dụng TVTS trong công tác bảo vệ môi trường ngày càng được chú ý hơn vì chúng có những ưu điểm nổi bật: - Xử lý được nhiều tác nhân gây ô nhiễm; - Thân thiện với môi trường; - Tốc độ tăng trưởng sinh khối nhanh: sinh khối của TVTS sau xử lý có thể sử dụng làm thức ăn chăn nuôi, sản xuất khí mêtan, phân bón…; - Giá thành xử lý thấp hơn so với các phương pháp sinh học khác. +Xử lý nước thải bằng tảo: Tảo có khả năng quang hợp, chúng có tốc độ sinh trưởng nhanh, chịu được các thay đổi của môi trường, có khả năng phát triển trong nước thải, có giá trị dinh dưỡng cao. Do đó người ta đã lợi dụng các đặc điểm này của tảo để: chuyển đổi năng lượng mặt trời và chất dinh dưỡng trong nước thải thành năng lượng sinh khối tảo. Thông thường người ta kết hợp việc XLNT với sản xuất và thu hoạch tảo để loại bỏ chất hữu cơ trong nước thải, Các yếu tố cần thiết cho quá trình xử lý nước thải bằng tảo: Dưỡng chất: Ammoni là nguồn đạm chính cho quá trình tổng hợp nên protein của tế bào thông qua quá trình quang hợp của tảo. Các nguyên tố vi lượng ảnh hưởng đến sự phát triển của tảo, trong tế bào tảo tỷ lệ P: Mg: K là 1,5:1:0,5 [18]. Độ sâu của tảo: độ sâu của tảo được lựa chọn trên cơ sở tối ưu hóa khả năng sử dụng ánh sáng trong quá trình quang hợp của tảo, độ sâu thường là 40 - 50cm. Thời gian lưu chất thải trong ao: thường chọn lớn hơn 2-8 ngày [18]. Lượng BOD nạp cho hồ tảo: ảnh hưởng đến năng suất tảo vì nếu lượng BOD nạp quá cao môi trường sẽ trở nên yếm khí ảnh hưởng đến quá trình cộng sinh của tảo và vi khuẩn. Một số thí nghiệm ở Thái lan cho thấy trong điều kiện nhiệt đới thì lượng BOD nạp vào là 336 kg/ha.ngày (33,6 g/m2.ngày) [18]. + Xử lý bằng thực vật thủy sinh có kích thước lớn: Thực vật thủy sinh kích thước lớn có thể sử dụng trong xử lý nước thải chia làm 3 nhóm : - Nhóm nổi: bèo tấm (Lemna minor), bèo Nhật bản (Eichhornia crassipes), loại này có thân, lá nổi trên mặt nước, chỉ có phần rễ là chìm trong nước. - Nhóm nửa chìm, nửa nổi: sậy (Pharagmites communis), lau (Cirpus lacustris). Loại này có bộ rễ cắm vào đất, bùn còn phần thân chìm trong nước, phần còn lại và lá ở phía trên. Mực nước thích hợp của cây là >1,5m. - Nhóm chìm: rong xương cá (Potamogeton crispus), rong đuôi chó (Littorella umiflora), thực vật loại này chìm hẳn trong nước, rễ của chúng bám chặt vào bùn đất, còn thân và lá ngập trong nước. Bảng 2.7. Một số loại thuỷ sinh vật tiêu biểu Loại Tên thông thường Tên khoa học Thuỷ sinh vật sống chìm Hydrilla Hydrilla verticilata Water milfoil Myriophyllum spicatum Blyxa Blyxa aubertii Thuỷ sinh vật sống trôi nổi Lục bình Eichhornia crassipes Bèo tấm Wolfia arrhiga Bèo tai tượng Pistia stratiotes Salvinia Salvinia spp Thuỷ sinh thực vật sống nổi Cattails Typha spp Bulrush Scirpus spp Sậy Phragmites communis 2.4. Xử lý N, P trong nước thải chăn nuôi lợn bằng phương pháp sinh học Trong nước thải chăn nuôi hàm lượng các hợp chất N, P trong nước thải là rất cao (Ntổng= 200-350mg/l; N-NH4+=180-280mg/l; N-NO2-=1-3mg/l; N-NO3-= 15-60mg/l; BOD5=800-1400mg/l; COD=1300-3500mg/l; Ptổng=60-100mg/l). Hợp chất nitơ bền và không có hậu quả xấu với môi trường là khí N2. Xử lý hợp chất N trong nước thải với mục tiêu cao nhất về phương diện công nghệ là chuyển chúng về dạng khí nitơ. Khả năng loại bỏ N, P qua các quá trình XLNT: - Trong quá trình xử lý sơ bộ lắng nồng độ N giảm khoảng 5-10% do hợp chất N được giữ lại ở trong các hợp chất lắng. - Trong quá trình xử lý yếm khí quá trình oxy hóa amoni hầu như không diễn ra chỉ một phần nhỏ tham gia tổng hợp sinh khối. Trong quá trình yếm khí chỉ chuyển hóa từ dạng N-hữu cơ về dạng N-vô cơ qua quá trình thủy phân. - Trong quá trình xử lý hiếu khí so với quá trình phân hủy COD thì quá trình oxy hóa N-amoni thành Nitrit và Nitrat diễn ra chậm hơn nhiều. Như vậy đối với nước thải chăn nuôi lợn có hàm lượng N, P cao – thành phần N, P luôn dư so với nhu cầu tổng hợp tế bào. Vậy cần có quá trình thiếu khí để thực hiện quá trình khử nitrat. Bảng 2.8. Hiệu quả xử lý N bằng các công trình xử lý thông thường Đơn vị công nghệ Hiệu quả xử lý (%) Nhữa cơ N-NH4+ N-NO3- Tổng N Lắng 1 10 – 20 - - 5 – 10 Xử lý bậc 2 10 - 50 <10 ít 10 - 30 Tổng hợp tế bào - 40-70 ít 3-70 Nitrat hóa ít ->NO3- ít 5-20 Khử Nitrat - - 80-90 70-95 Hồ oxy hóa ít Bay hơi ít nitrat 20-90 Trong quá trình XLNT luôn tồn tại nhiều chủng loại VSV có khả năng cùng sống trong một môi trường. Tỷ lệ của các loại VSV trong quần thể phụ thuộc vào thành phần nước thải. Trong cùng điều kiện hiếu khí, tỷ lệ VSV hiếu khí dị dưỡng (oxy hóa Chữa cơ) và loại VSV hiếu khí tự dưỡng (oxy hóa NH4+), tỷ lệ các VSV trên phụ thuộc vào tỷ lệ BOD/N được thể hiện trong bảng sau: Bảng 2.9. Ảnh hưởng của tỷ lệ BOD/TKN đến (%) VSV tự dưỡng trong hệ hiếu khí Tỷ lệ BOD/TKN Vi sinh vật tự dưỡng (%) Tỷ lệ BOD/TKN Vi sinh vật tự dưỡng (%) 0,5 35,0 5 5,4 1 21,0 6 4,3 2 12,0 7 3,7 3 8,3 8 3,3 4 6,4 9 2,9 2.4.1. Cơ sở lý thuyết loại bỏ hợp chất N trong nước thải Khử nitrat Nitrat hóa Amôn hoá (® NO2 ® N2 ) ( ® NO2- ® NO3-) NH4+ nước NH4+ Nước N-hữu cơ Quá trình khử hợp chất N có thể được sơ đồ hóa như sau: Hình 2.4. Sơ đồ quá trình khử hợp chất N a. Quá trình oxy hóa amoni Công thức tổng hợp mô tả sự oxy hóa và tổng hợp tế bào: 1,02NH4++1,89O2+2,02HCO3- ® 0,021C5H7NO2 + 1,06 H2O+ 1,92 H2CO3 + NO3- Có khoảng 20-40% NH4+ được tiêu thụ trong quá trình tổng hợp tế bào. Phản ứng tổng hợp sinh khối có thể viết như sau: 4 CO2 + HCO3- + NH4+ + H2O ® C5H7O2N (tÕ bµo vi khuÈn) + 5 O2 Oxy hóa amoni bao gồm 2 phản ứng kế tiếp nhau nên tốc độ oxy hóa của quá trình bị khống chế bởi gian đoạn có tốc độ thấp hơn. Tốc độ phát triển của Nitrosomonas chậm hơn Nitrobacter do đó nồng độ NO2- thấp hơn trong giai đoạn ổn định. Vì vậy trong quá trình động học người ta chỉ sử dụng các thông số liên quan đến vi khuẩn Nitrosomonas để đặc trưng cho quá trình oxy hóa amoni. Tốc độ phát triển của VSV tự dưỡng tuân theo quy luật động học của Monod. Yếu tố ảnh hưởng đến tốc độ phát triển của VSV tự dưỡng là nồng độ NH4+ và DO. Trong đó: m: hằng số phát triển riêng của VSV tự dưỡng mm: hằng số phát triển cực đại của VSV tự dưỡng SN: nồng độ NH4+ DO: nồng độ oxy hòa tan KN: hằng số bán bão hòa của NH4+ KDO: hằng số bán bão hòa của oxy Phương trình trên có 3 thông số động học (mm, KN, KDO), các thông số (KN, KDO) được xác định bằng thực nghiệm KN=0,256-1,84mgN-NH4+/l, KDO=0,15-2,0 mgO2/l. Tại nhiệt độ 200C nên chọn KN=1,0 mgN-NH4+/l, KDO=0,4mgO2/l [20]. Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình phát triển của VSV tự dưỡng: + DO: DO cần thiết cho quá trình nitrat hoá xảy ra ít nhất là 0,3 mg/l (Downing và Scragg, 1958). Tốc độ nitrat hoá đối với Nitrosomonas không phụ thuộc vào DO nếu DO>1mg/l và đối với Nitrobacter khi DO>2mg/l (Schoberl và Angel, 1964). Theo Boon và Laudeluot (1962) nghiên cứu tốc độ sinh trưởng của Nitrobacter ở DO=1 mg/l và DO bão hoà ở nhiệt độ 30 - 350C cho thấy: ở DO = 1mg/l tốc độ sinh trưởng bằng 97%, 80%, 70%, 58% ở DO bão hoà; tương ứng với các nhiệt độ 20; 23,7; 29; 350C. Các nghiên cứu trên thể hiện ảnh hưởng của DO đến quá trình nitrat hóa. + Nhiệt độ: tốc độ sinh trưởng riêng cực đại của vi khuẩn nitrat hoá suy giảm khi giảm nhiệt độ. Một số nghiên cứu đề xuất mối quan hệ giữa nhiệt độ và tốc độ sinh trưởng riêng cực đại của VSV tự dưỡng được thể hiện trong bảng sau: Bảng 2.10. Ảnh hưởng của nhiệt độ đến tốc độ sinh trưởng của VSV nitrat hóa Nguồn mn,max theo nhiệt độ mn,max theo nhiệt độ 100C 150C 200C Downing (1964) 0,47.e0,098(T-15) 0,29 0,47 0,77 Hultman (1971) 0,50.e0,033(T-15) 0,23 0,34 0,50 Barnard (1975) 0,33.(1,127)T-20 0,10 0,18 0,37 Painter (1983) 0,18.e0,0729(T-15) 0,12 0,18 0,26 Nhiệt độ ảnh hưởng đến hệ số bán bão hòa Kn của quá trình nitrat hóa: - Theo (Knowles và cs..,1965) mối quan hệ giữa Kn và nhiệt độ: Kn = 10(0,051.t-1,148) - Nhiệt độ tối ưu cho quá trình nitrat hóa trong khoảng 30 – 360C, nhưng chúng có thể phát triển ở 4 – 500C (Focht và Chang, 1975; Painter, 1970). + pH: giá trị pH thích hợp là từ 7,6-8,6; khi pH10 sẽ ức chế hoàn toàn quá trình hoạt động của VSV. Ảnh hưởng của pH lên tốc độ phát triển riêng cực đại của VSV tự dưỡng: mn,pH = mn,7,2.[1 – 0,833(7,2 – pH)] Tốc độ nitrat hoá giảm tuyến tính khi pH < 7,2 và ít có sự ảnh hưởng khi pH =7,2 – 8,0 (Angle và Alexander, 1958; và Downing, 1964). Tốc độ nitrat hoá đối với Nitrobacter ở pH=6,5 bằng 60% tốc độ ở pH=7,5 (Boon và Laudelout, 1962). Khi sử dụng các mẻ vi sinh nuôi cấy chưa thích nghi cho thấy tốc độ nitrat hoá ở pH=6,9 bằng 84% tốc độ ở pH=7,0 ở 200C. Tốc độ nitrat hoá ở pH=6,8 bằng 42% tốc độ ở pH=7,8 tại 150C, ở nhiệt độ thấp hơn thì ảnh hưởng của pH nhiều hơn (Antoniou và cs.., 1990). Tốc độ sinh trưởng riêng cực đại được phục hồi sau khi thích nghi với pH thấp hơn và thích nghi hoàn toàn sau 10 ngày khi pH giảm từ 7 – 6 trong các quá trình sinh trưởng dính bám (Stankwich, 1972; Haug và McCathy, 1972). + Độc tố: các hợp chất có độc tố cao với VSV tự dưỡng là: hợp chất phenol, hợp chất clo, Cl- và các kim loại nặng. Đối với VSV có tốc độ phát triển chậm thì ảnh hưởng của độc tố đến nó là ít hơn, như vậy trong hai quá trình thì loại Nitrosomonas ít bị ảnh hưởng bởi độc tố hơn Nitrobacter. VSV tự dưỡng có sức chịu đựng độc tố kém hơn VSV dị dưỡng, Một độc tố rất quan trọng là NH3 và axit HNO2 ở dạng trung hòa – sản phẩm và nguyờn liệu của quá trình, Nitrobacter bị ảnh hưởng nhiều hơn (0,1-1,0 mgN-NH3/l) so với Nitrosomonas (5-20 mgN-NH3/l). Tuy nhiên pH của nước thải chăn nuôi thường ở mức trung tính nên nồng độ NH3 trong nước thải là thấp. Ngược lại HNO2 lại tồn tại và thể hiện độc tính ở pH thấp. + Thời gian lưu bùn: thời gian lưu bùn phải đủ lớn để đảm bảo cho vi khuẩn nitrat hoá phát triển ổn định. Thời gian lưu bùn rất quan trọng đối với nước thải chứa các hợp chất độc hại. SRT đủ lớn để cho vi khuẩn thích nghi dần với các chất độc hại. Theo Bridle và cộng sự cho thấy đối với một số nước thải công nghiệp chứa các hợp chất độc hại SRT > 160 ngày thì hiệu quả nitrat hoỏ đạt > 90%. Thời gian lưu bùn ảnh hưởng tới nhu cầu oxy mà loài vi khuẩn nitrat hoá nhạy cảm với yếu tố này. b. Quá trình khử nitrat. Nitrat là sản phẩm cuối của qúa trình oxy hóa amoni, nitrat chưa được xem là bền vững cũng gây độc cho môi trường nên cần được khử thành khí nitơ. 4NO3- + 4H+ + 5Chữu cơ 5CO2 + 2N2 + 2H2O Một số loài vi khuẩn khử nitrat như: Bacillus, Pseudomonas, Methanomonas, Paracoccus, Spirillum, Thiobacilus, Micrococcus, Denitrobacillus.. (Painter, 1970). Để khử nitrat VSV cần có chất khử, chất khử có thể là các chất hữu cơ hoặc các chất vô cơ như (S, Fe2+). Phần lớn VSV nhúm Denitrifier thuộc loại dị dưỡng – chúng sử dụng C hữu cơ để tổng hợp tế bào, ngoài phần sử dụng cho khử nitrat. Song song với quá trình khử nitrat là quá trình tổng hợp tế bào, do đó lượng chất hữu cơ tiêu hao cho cả quá trình lớn hơn nhiều so với lượng chất hữu cơ cần thiết cho khử nitrat. Quá trình khử nitrat không phải là quá trình lên men yếm khí mà nó giống như quá trình hô hấp hiếu khí nhưng thay vì sử dụng oxy chúng sử dụng NO2- và NO3- khi môi trường thiếu oxy. Trong hệ khử nitrat bởi VSV, mức độ tiêu hao chất điện tử phụ thuộc vào sự có mặt của chất nhận điện tử (chất oxy hóa) trong hệ: oxy hòa tan, nitrit, nitrat, sunfat. Trong đó oxy hòa tan có khả năng phản ứng tốt nhất với các chất khử vì trong hệ luôn có VSV dị dưỡng hiếu khí. VSV chỉ sử dụng đến nitrat và nittrit khi môi trường cạn kiệt oxy hòa tan. Mức độ cạnh tranh về phương diện sử dụng chất cho điện tử: O2 > NO3- » NO2- > SO42-. Các chất hữu cơ mà nhóm VSV khử nitrat sử dụng: nguồn nước thải, các hóa chất hữu cơ đưa vào, các chất hữu cơ hỡnh thành từ quá trình phõn hủy nội sinh. Tốc độ phản ứng khử nitrat được thể hiện qua công thức sau [20]: vi = 0,03(F:M) + 0,029; vi = 0,12.qc-0,706 (trong đó: q - là thời gian lưu tế bào) Tốc độ khử nitrat phụ thuộc vào các yếu tố sau: + DO: Qúa trình khử nitrat xảy ra trong điều kiện thiếu khí nên nồng độ oxy hòa tan - DO ảnh hưởng rất lớn đến hiệu quả quá trình vỡ oxy trong nước thải ức chế các enzyme khử nitrat. Oxy ức chế các enzyme nitrit mạnh hơn các enzyme khử nitrat. Theo các nghiên cứu của Skerman và MacRae (1957), Terai và Mori (1975) cho biết loài Pseudomonas bị ức chế ở DO ³ 0,2mg/l. Theo Nelson và Knowless (1978) cho biết khử nitrat bị dừng khi DO là 0,13mg/l. Theo Wheatland và cs.. (1959), tốc độ khử nitrat ở DO = 0,2mg/l chỉ bằng một nửa tốc độ khử nitrat ở DO là 0mg/l, khi DO tăng lên 2mg/l thì tốc độ khử nitrat chỉ bằng 10% ở DO là 0mg/l. + pH: Theo nghiên cứu của Dawson và Murphy (1972) cho biết tốc độ khử nitrat ở pH=6 và 8 bằng một nửa ở pH=7 cho cùng một mẻ nuôi cấy. Theo Nommik (1956), Wiljer và Delwiche (1954), Bremmer và Shaw (1958) cho thấy tốc độ khử nitrat không bị ảnh hưởng khi pH từ 7-8, khi pH từ 8-9,5 và từ 4-7 thì tốc độ khử nitrat hoá giảm tuyến tính. + Nhiệt độ: tốc độ tăng lên gấp đôi khi tăng nhiệt độ lên 100C trong khoảng nhiệt độ 5-250C [2]. + Chất hữu cơ: các chất hữu cơ hòa tan dễ phân hủy tạo điều kiện tốt thúc đẩy tốc độ khử nitrat. Quá trình khử xảy ra trong điều kiện thiếu khí và cần nguồn C-hữu cơ (1g N-NO3- cần khoảng 3g COD). + Độc tố và yếu tố kìm hãm quá trình khử Nitrat: loại Denitrifier ít bị ức chế bởi các độc tố hơn nhưng vẫn là vấn đề cần quan tâm. Oxy ức chế enzym khử nitrit. Nồng độ oxy hòa tan sẽ ức chế qúa trình khi đạt 13% nồng độ bão hòa. Hệ xử lý nitơ trong nước thải bằng phương phỏp sinh học có thể riêng rẽ hoặc tổ hợp hai quá trình: oxy húa amoni và khử nitrat. Theo Lê Văn Cát (2007) khi BOD/TKN>5 nên kết hợp hai quá trình trên, khi BOD/TKN<3 thì nên tách ra thành 2 giai đoạn. Đối với nước thải chăn nuôi nên áp dụng kỹ thuật xử lý 2 giai đoạn riêng rẽ. Phương pháp xử lý này có ưu điểm: linh hoạt, dễ tối ưu hóa các quá trình, và giảm thiểu các độc tố với VSV tự dưỡng (do đó được oxy hóa ở giai đoạn 1). Trong nước thải chăn nuôi, hàm lượng COD và nitơ đều cao nên sự hoạt động của VSV tự dưỡng sẽ bị cạnh tranh quyết liệt bởi VSV dị dưỡng, dẫn đến khả năng xử lý các hợp chất chứa nitơ trở lên khó khăn hơn. Do đó cần phải oxy hóa nước thải theo nhiều giai đoạn, để tạo điều kiện cho giai đoạn sau oxy hóa các hợp chất nitơ được dễ dàng. 2.4.2. Các dây chuyền xử lý N, P trong nước thải Nước thải chăn nuôi chứa một lượng lớn nitơ và phốtpho do đó nên áp dụng biện pháp xử lý kết hợp cả nitơ và photpho. Bằng cách sử dụng bùn hoạt tính, các hợp chất trong các quá trình xử lý thiếu khí, xử lý hiếu khí, xử lý yếm khí kết hợp hoặc riêng biệt để thực hiện quá trình khử nitơ và photpho. Các công nghệ được sử dụng thông dụng trên thế giới bao gồm: Quy trình A2/O (kỵ khí – thiếu khí – hiếu khí); Quy trình Bardenpho (5 bước); Quy trình UCT; Quy trình VIP; Bể Aeroten hoạt động theo mẻ (SBR - Sequencing Batch Reactor); Mương oxy hóa. Quy trình A2/O (Kỵ khí – thiếu khí – hiếu khí): quy trình này được cải tiến từ quy trình A/O và bổ sung thêm ngăn thiếu khí để khử nitrat, thời gian lưu nước trong ngăn thiếu khí khoảng 1h. Tại ngăn thiếu khí VSV lấy oxi từ nitrat (NO3-) và nitrit (NO22-), lượng nitrat và nitrit được bổ sung bởi hỗn hợp nước thải tuần hoàn từ sau ngăn hiếu khí. Hình 2.5. Sơ đồ công nghệ xử lý N, P theo quy trình A2/O Quy trình Bardenpho (5 giai đoạn): Từ bể Bardenpho 4 giai đoạn để xử lý Nitơ, bổ sung thêm giai đoạn thứ 5 là quá trình kỵ khí để khử photpho. Sự sắp xếp các giai đoạn và cách tuần hoàn hỗn hợp nước thải giữa các ngăn cũng khác nhau và khác quy trình xử lý A2/O. Hệ thống 5 bước có các ngăn kỵ khí, thiếu khí, hiếu khí để khử cả Nitơ, Photpho và hợp chất hữu cơ. Ngăn thiếu khí (giai đoạn 2) để khử nitrat và được bổ sung nitrat từ ngăn hiếu khí (giai đoạn 3). Ngăn thiếu khí cuối cùng tách khí N2 ra khỏi nước và giảm hàm lượng Photpho xuống tối đa. Thời gian xử lý kéo dài hơn quy trình A2/O. Tổng thời gian lưu nước là 10-40ngày. Hình 2.6. Sơ đồ công nghệ xử lý N, P theo quy trình Bardenpho 5 giai đoạn Quy trình UCT (University of Cape Town): Được thiết lập tại trường đại học Cape Town, giống quy trình A2/O nhưng có 2 sự khác biệt. Thứ nhất, bùn hoạt tính được tuần hoàn đến ngăn thiếu khí thay vì ngăn kỵ khí. Thứ hai, xuất hiện vòng tuần hoàn từ ngăn thiếu khí đến ngăn kỵ khí. Bùn hoạt tính đến ngăn thiếu khí, hàm lượng nitrat trong ngăn kỵ khí sẽ bị loại bỏ, theo đó tách được photpho trong bể kỵ khí. Bản chất của vòng tuần hoàn giữa các ngăn là cung cấp hợp chất hữu cơ đến ngăn kỵ khí. Hợp chất từ ngăn thiếu khí bao gồm các hợp chất hữu cơ hòa tan nhưng hàm lượng nitrat rất ít, tạo điều kiện tốt nhất để lên men kỵ khí trong ngăn kỵ khí. Hình 2.7. Sơ đồ công nghệ xử lý N, P theo quy trình UCT Quy trình VIP (Virginia Initiative Plant in Norfolk. Virginia): Quy trình này giống A2/O và UCT ngoại trừ cách tuần hoàn hỗn hợp nước thải giữa các ngăn trong bể. Bùn hoạt tính cùng với nước thải sau ngăn hiếu khí (đã khử nitrat) được đưa lại ngăn thiếu. Nước thải từ ngăn thiếu quay trở lại đầu vào của ngăn kỵ khí. Trên cơ sở những dữ liệu kiểm tra được, xuất hiện một số hợp chất hữu cơ trong nước thải đầu vào, đảm bảo sự ổn định trong hoạt động của bể kỵ khí, làm giảm nhanh chóng lượng oxi theo yêu cầu. Hình 2.8. Sơ đồ công nghệ xử lý N, P theo quy trình VIP Bể Aeroten hoạt động theo mẻ - SBR (Sequencing Batch Reactor): Là một dạng công trình XLNT bằng phương pháp bùn hoạt tính, hoạt động của bể SBR bao gồm các giai đoạn sau: đưa nước thải vào bể, khuấy trộn và sục khí, để lắng tĩnh, lần lượt xả nước thải và xả bùn dư. Hình 2.9. Sơ đồ hoạt động của bể SBR Nên phân bổ thời gian hoạt động của chu kì như sau: nước chảy vào bể (25%); sục khí (35%); lắng (20%); tháo nước (15%); tháo bùn (5%). Mương oxy hóa: có cấu tạo hình ôvan, chiều sâu lớp nước từ 1,0-1,5m, vận tốc nước trong mương 0,1-0,4m/s. Để đảm bảo lưu thông bùn, nước, cung cấp oxy người ta thường lắp đặt hệ thốn

Các file đính kèm theo tài liệu này:

  • docđ.doc
Tài liệu liên quan