Luận án Tiến sĩ Quản lý tài nguyên và môi trường: Nghiên cứu ứng dụng vi sinh vật tại chỗ trong hệ thống bể sinh học kết hợp màng lọc khí nâng trong xử lý nước thải giết mổ lợn

BỘ TÀI NGUYÊN VÀ MÔI TRƯỜNG

VIỆN KHOA HỌC KHÍ TƯỢNG THỦY VĂN VÀ BIẾN ĐỔI KHÍ HẬU

PHẠM HẢI BẰNG

NGHIÊN CỨU ỨNG DỤNG VI SINH VẬT TẠI CHỖ TRONG

HỆ THỐNG BỂ SINH HỌC KẾT HỢP MÀNG LỌC KHÍ NÂNG

TRONG XỬ LÝ NƯỚC THẢI GIẾT MỔ LỢN

LUẬN ÁN TIẾN SĨ

QUẢN LÝ TÀI NGUYÊN VÀ MÔI TRƯỜNG

Hà Nội - 2021

BỘ TÀI NGUYÊN VÀ MÔI TRƯỜNG VIỆN KHOA HỌC KHÍ TƯỢNG THỦY VĂN VÀ BIẾN ĐỔI KHÍ HẬU

PHẠM HẢI BẰNG

NGHIÊN CỨU ỨNG DỤNG VI SINH VẬT TẠI CHỖ TRONG

HỆ THỐNG BỂ SINH HỌC KẾT HỢP MÀNG LỌC KHÍ NÂNG

TRONG XỬ LÝ NƯỚC THẢI GIẾT MỔ LỢN

Ngành: Quản lý tài nguyên và môi trường Mã số: 9850101

LUẬN ÁN TIẾN SĨ

QUẢN LÝ TÀI NGUYÊN VÀ MÔI TRƯỜNG

Tác giả luận án

Giáo viên hướng dẫn 1

Giáo viên hướng dẫn 2

Phạm Hải Bằng

TS. Đỗ Tiến Anh

TS. Bạch Quang Dũng

Hà Nội – 2021

i

LỜI CAM ĐOAN

Tác giả xin cam đoan đây là công trình nghiên cứu của riêng tôi, được

hoàn thành dưới sự hướng dẫn của TS. Đỗ Tiến Anh và TS. Bạch Quang Dũng.

Các số liệu, kết quả nghiên cứu và các kết luận trong Luận án này là

trung thực và chưa từng được ai công bố trong bất kỳ công trình nào khác.

Việc tham khảo các nguồn tài liệu đã được thực hiện trích dẫn và ghi nguồn

tài liệu tham khảo đúng quy định.

Tác giả xin chịu trách nhiệm trước pháp luật cũng như đạo đức khoa

học về lời cam đoan này.

Tác giả luận án

Phạm Hải Bằng

ii

LỜI CẢM ƠN

Luận án này được thực hiện tại Viện Khoa học Khí tượng Thủy văn và

Biến đổi khí hậu, Bộ Tài nguyên và Môi trường. Đây không chỉ là nơi đào tạo

giúp nghiên cứu sinh trưởng thành hơn trong hoạt động nghiên cứu khoa học,

nghề nghiệp mà còn là nơi để nghiên cứu sinh chia sẻ những khúc mắc gặp

phải trong quá trình học tập, thực hiện Luận án.

Với lòng kính trọng và biết ơn sâu sắc, tác giả xin gửi lời cảm ơn đặc

biệt tới hai thầy hướng dẫn là TS. Đỗ Tiến Anh và TS. Bạch Quang Dũng đã

tận tình giúp đỡ tác giả từ những bước đầu tiên xây dựng hướng nghiên cứu,

cũng như luôn ủng hộ, động viên và hỗ trợ những điều kiện tốt nhất trong suốt

quá trình nghiên cứu và hoàn thiện Luận án.

Tác giả trân trọng cảm ơn Lãnh đạo, chuyên gia, các nhà khoa học của

Viện Khoa học Khí tượng Thủy văn và Biến đổi khí hậu, Bộ môn Quản lý tài

nguyên và môi trường và các cơ quan hữu quan đã có những góp ý về khoa

học cũng như hỗ trợ nguồn tài liệu, số liệu cho tác giả trong suốt quá trình

thực hiện Luận án.

Tác giả xin gửi lời cảm ơn tới GS.TS. Trần Thục, PGS.TS. Nguyễn

Văn Thắng, PGS.TS. Huỳnh Thị Lan Hương, PGS.TS. Trịnh Thị Thanh, TS.

Chu Xuân Quang, TS. Trần Thị Thu Lan đã có những ý kiến đóng góp quý

báu giúp tác giả hoàn thành Luận án.

Tác giả xin gửi lời tri ân tới mọi thành viên trong gia đình, người thân,

bạn bè và đồng nghiệp về những động viên tinh thần, chia sẻ và những khó

khăn mà mọi người đã có thể phải gánh vác trong quá trình nghiên cứu và

hoàn thiện Luận án của của nghiên cứu sinh.

Hà Nội, ngày tháng năm 2021

Tác giả luận án

Phạm Hải Bằng

iii

MỤC LỤC

LỜI CAM ĐOAN .......................................................................................... i

LỜI CẢM ƠN ............................................................................................... ii

DANH MỤC CÁC BẢNG ........................................................................... vi

DANH MỤC CÁC HÌNH VẼ, ĐỒ THỊ .................................................... vii

DANH MỤC TỪ VIẾT TẮT ....................................................................... x

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

Chương 1: TỔNG QUAN VỀ CÔNG NGHỆ XỬ LÝ NƯỚC THẢI GIẾT

MỔ LỢN, CÔNG NGHỆ SINH HỌC SỬ DỤNG VI SINH VẬT TẠI

CHỖ VÀ CÔNG NGHỆ MÀNG LỌC KHÍ NÂNG ................................. 13

1.1. Tổng quan nghiên cứu về xử lý nước thải giết mổ lợn ................... 13

1.1.1. Nước thải giết mổ lợn ở Việt Nam ................................................ 13

1.1.2. Đặc tính và ảnh hưởng của nước thải giết mổ lợn tới môi trường và sức khỏe con người ................................................................................ 17

1.1.3. Tổng quan các nghiên cứu trên thế giới về công nghệ sinh học trong xử lý nước thải giết mổ ................................................................. 21

1.1.4. Tổng quan các nghiên cứu tại Việt Nam về công nghệ sinh học trong xử lý nước thải giết mổ ................................................................. 40

1.2. Tổng quan về công nghệ sinh học sử dụng vi sinh vật tại chỗ ........ 44

1.2.1. Cơ sở khoa học ............................................................................. 44

1.2.2. Tổng quan các nghiên cứu về công nghệ sinh học bổ sung các vi sinh vật tại chỗ trên thế giới ................................................................... 46

1.2.3. Tổng quan các nghiên cứu về công nghệ sinh học bổ sung các vi sinh vật tại chỗ tại Việt Nam .................................................................. 50

1.3. Tổng quan công nghệ sinh học kết hợp màng lọc khí nâng (Gaslift- MBR) trong xử lý nước thải ................................................................... 52

1.3.1. Công nghệ màng lọc khí nâng ...................................................... 52

1.3.2. Tình hình nghiên cứu màng lọc sinh học khí nâng trong xử lý nước thải trên thế giới và tại Việt Nam ........................................................... 55

iv

1.4. Tiểu kết chương 1 ............................................................................. 58

Chương 2: VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU ................. 61

2.1. Phương pháp tiếp cận ...................................................................... 61

2.2. Vật liệu .............................................................................................. 62

2.2.1. Nước thải giết mổ lợn ................................................................... 62

2.2.2. Nguồn vi sinh vật sử dụng trong nghiên cứu ................................. 64

2.2.3. Các hóa chất sử dụng trong nghiên cứu ....................................... 64

2.2.4. Địa điểm thực hiện nghiên cứu ..................................................... 65

2.3. Phương pháp nghiên cứu ................................................................. 65

2.3.1. Phương pháp thu thập tài liệu ...................................................... 65

2.3.2. Phương pháp lấy mẫu, bảo quản và phân tích mẫu nước thải và bùn hoạt tính .......................................................................................... 65

2.3.3. Phương pháp tính toán và xử lý số liệu......................................... 67

2.4. Thiết kế hệ thống và phương pháp nghiên cứu .............................. 68

2.4.1. Thiết kế và xây dựng hệ thống MBR khí nâng ............................... 68

2.4.2. Nghiên cứu hiệu quả sử dụng vi sinh vật tại chỗ trong việc cải thiện hoạt động của công trình xử lý sinh học trong hệ thống MBR khí nâng.. 72

2.4.3. Nghiên cứu ảnh hưởng của việc sử dụng vi sinh vật tại chỗ tới hiệu quả hoạt động của hệ thống MBR khí nâng ............................................ 75

2.4.4. Nghiên cứu xác định điều kiện vận hành tối ưu cho hệ thống MBR khí nâng sử dụng vi sinh vật tại chỗ ....................................................... 76

2.5. Tiểu kết chương 2 ............................................................................. 78

Chương 3: KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU ỨNG DỤNG VI SINH VẬT TẠI

CHỖ TRONG CÔNG NGHỆ MBR KHÍ NÂNG XỬ LÝ NƯỚC THẢI

GIẾT MỔ LỢN .......................................................................................... 80

3.1. Khảo sát đặc tính của nước thải giết mổ lợn từ cơ sở giết mổ Thịnh An ............................................................................................................. 80

3.2. Nghiên cứu khả năng ứng dụng vi sinh vật tại chỗ cho hệ thống MBR khí nâng xử lý nước thải giết mổ lợn ............................................ 83

v

3.2.1. Đánh giá khả năng sử dụng vi sinh vật tại chỗ cho bể sinh học hiếu khí xử lý nước thải giết mổ lợn và xác định thời gian khởi động (nghiên cứu 1) ..................................................................................................... 83

3.2.2. Nghiên cứu các yếu tố ảnh hưởng tới hiệu quả hoạt động của bể sinh học hiếu khí sử dụng vi sinh vật tại chỗ .......................................... 93

3.3. Nghiên cứu ảnh hưởng của việc sử dụng vi sinh vật tại chỗ tới hiệu quả hoạt động của hệ thống MBR khí nâng (nghiên cứu 5) ............... 112

3.4. Nghiên cứu khảo sát các thông số vận hành tối ưu của hệ thống MBR khí nâng được sử dụng vi sinh vật tại chỗ ứng dụng trong xử lý nước thải giết mổ lợn ............................................................................ 115

3.4.1. Nghiên cứu ảnh hưởng của các thông số vận hành tới hoạt động của hệ MBR khí nâng (nghiên cứu 6) ................................................... 115

3.4.2. Nghiên cứu xác định các thông số vận hành màng tối ưu cho hệ MBR khí nâng được sử dụng vi sinh vật tại chỗ (nghiên cứu 7) ............ 123

3.5. Đề xuất các giải pháp kỹ thuật giúp quản lý và giám sát xử lý nước thải giết mổ ............................................................................................ 139

3.6. Tiểu kết chương 3 ........................................................................... 145

KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ .................................................................. 148

TÀI LIỆU THAM KHẢO ........................................................................ 151

DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH CÔNG BỐ CỦA TÁC GIẢ LIÊN

QUAN ĐẾN LUẬN ÁN ............................................................................ 162

PHỤ LỤC.................................................................................................. 163

vi

DANH MỤC CÁC BẢNG

Bảng 1.1 Tỷ lệ nước tiêu thụ trong cơ sở giết mổ [10] ................................. 17

Bảng 1.2 Bảng thông số ô nhiễm của nước thải giết mổ gia súc trên thế giới

..................................................................................................................... 18

Bảng 1.3 Thông số ô nhiễm của một số cơ sở giết mổ tại Việt Nam ............ 19

Bảng 1.4 Tiêu chuẩn xả thải của Việt Nam và một số tổ chức trên thế giới

[31] .............................................................................................................. 20

Bảng 1.5 Thành phần các khí trong biogas [23] ........................................... 24

Bảng 1.6 Tổng quan một số nghiên cứu ứng dụng công nghệ sinh học kỵ khí

xử lý nước thải lò giết mổ trên thế giới ......................................................... 29

Bảng 1.7 Tổng quan một số nghiên cứu ứng dụng công nghệ sinh học hiếu

khí xử lý nước thải lò giết mổ trên thế giới ................................................... 39

Bảng 1.8 Tổng quan một số nghiên cứu ứng dụng công nghệ sinh học xử lý

nước thải lò giết mổ tại Việt Nam................................................................. 43

Bảng 1.9 Tổng quan một số nghiên cứu về công nghệ bổ sung vi sinh vật tại

chỗ trên thế giới ........................................................................................... 49

Bảng 1.10 Khung mục tiêu, nội dung nghiên cứu ........................................ 59

Bảng 2.1 Các phương pháp phân tích .......................................................... 66

Bảng 2.2 Các thiết bị kết nối với bể sinh học hiếu khí ................................. 70

Bảng 2.3 Điều kiện hoạt động của màng ở quy mô phòng thí nghiệm ......... 71

Bảng 2.4 Thông số kỹ thuật của modul màng (UF) quy mô phòng thí nghiệm

..................................................................................................................... 72

Bảng 3.1 Kết quả phân tích mẫu nước thải tại cơ sở giết mổ lợn Thịnh An tại

xã Vạn Phúc, huyện Thanh Trì, thành phố Hà Nội ....................................... 80 Bảng 3.2 Năng suất lọc (L/m2/giờ) của màng khi chưa cấp khí nâng đối với

nước sạch ................................................................................................... 116

Bảng 3.3 Năng suất lọc của màng khi cấp khí nâng ................................... 119

Bảng 3.4 Bảng so sánh các đặc điểm và kết quả ........................................ 136

vii

DANH MỤC CÁC HÌNH VẼ, ĐỒ THỊ

Hình 1.1 Thống kê cơ sở giết mổ nhỏ lẻ tại các tỉnh, thành phố trên cả nước

năm 2019 ..................................................................................................... 14

Hình 1.2 Sơ đồ phát sinh chất thải theo các công đoạn giết mổ gia súc [9] ... 16

Hình 1.3 Phân loại các phương pháp xử lý sinh học kỵ khí .......................... 22

Hình 1.4 Các giai đoạn chính trong quá trình xử lý sinh học kỵ khí [83] ...... 23

Hình 1.5 Lượng CH4 thất thoát trong các quá trình xử lý [41] ...................... 25

Hình 1.6 Mối quan hệ giữa nồng độ cơ chất và sự phát triển của vi sinh vật

[24] .............................................................................................................. 33

Hình 1.7 So sánh các chỉ số trong hệ thống có BOD cao và BOD thấp [24] . 34

Hình 1.8 So sánh sơ bộ phương pháp xử lý sinh học hiếu khí và kỵ khí [35] .... 35

Hình 1.9 Công nghệ màng đặt ngoài (side stream MBR) sử dụng khí nâng .. 53

Hình 1.10 Màng đặt ngập nước (submerged MBR) kết hợp khí nâng [42] ... 54

Hình 2.1 Sơ đồ tổng quát của phương pháp nghiên cứu khoa học ................ 62

Hình 2.2 Vị trí của cơ sở giết mổ Thịnh An, huyện Thanh Trì, Hà Nội (nằm

trong vùng bãi của sông Hồng) ..................................................................... 63

Hình 2.3 Sơ đồ tổng quát hệ thống xử lý công suất 50L/ngày ...................... 69

Hình 2.4 Hệ thống thử nghiệm kiểm tra hoạt động của Module màng lọc đơn ... 71

Hình 2.5 Hệ Module màng hoàn thiện .......................................................... 72

Hình 2.6 Mô hình bể xử lý sinh học quy mô phòng thí nghiệm .................... 73

Hình 3.1 Diễn biến nồng độ COD theo thời gian .......................................... 85

+-N qua các mẻ xử lý ................................................ 88

Hình 3.2 Diễn biến hiệu suất xử lý COD theo thời gian................................ 85

--N qua các mẻ xử lý ............................... 88

Hình 3.3 Nồng độ NH4

--N và NO3

Hình 3.4 Nồng độ NO2

Hình 3.5 Hiệu suất xử lý TN của bể xử lý hiếu khí VSVTT và VSVTC ....... 89

Hình 3.6 Kết quả theo dõi nồng độ MLSS .................................................... 91

Hình 3.7 Mỗi liên hệ giữa thời gian lưu và nồng độ COD trong bể xử lý ..... 93

viii

-

Hình 3.8 Mối liên hệ giữa thời gian lưu và nồng độ TN trong bể xử lý ........ 94

+, NO2

-, NO3

Hình 3.9 Ảnh hưởng của thời gian lưu tới hiệu quả xử lý NH4

trong bể xử lý hiếu khí được sử dụng vi sinh vật tại chỗ ............................... 95

Hình 3.10 Nồng độ MLSS và hiệu suất xử lý COD trong bể xử lý hiếu khí có

sử dụng vi sinh vật tại chỗ ............................................................................ 98

Hình 3.11 Nồng độ MLSS và hiệu suất xử lý TN trong bể xử lý hiếu khí có sử

--N và hiệu suất xử lý TN trong bể

dụng vi sinh vật tại chỗ................................................................................. 99

+-N, NO3

--N, NO2

Hình 3.12 Nồng độ NH4

xử lý hiếu khí có sử dụng vi sinh vật tại chỗ ............................................... 100

Hình 3.13 Mối quan hệ giữa MLSS và hiệu quả xử lý COD với giá trị SRT

trong bể xử lý hiếu khí có sử dụng vi sinh vật tại chỗ ................................. 103

Hình 3.14 Mối quan hệ giữa MLSS và hiệu suất xử lý TN với giá trị SRT

trong xử lý hiếu khí có sử dụng vi sinh vật tại chỗ ..................................... 104

Hình 3.15 Ảnh hưởng của tải lượng COD tới hiệu suất xử lý COD trong bể xử

lý hiếu khí có sử dụng vi sinh vật tại chỗ .................................................... 105

Hình 3.16 Ảnh hưởng tải lượng đến hiệu suất xử lý COD trong bể xử lý hiếu

khí có sử dụng vi sinh vật tại chỗ ............................................................... 106

Hình 3.17 Ảnh hưởng của tải lượng TN tới hiệu quả xử lý TN trong bể xử lý

hiếu khí có sử dụng vi sinh vật tại chỗ ........................................................ 107

Hình 3.18 Biến thiên tải lượng TN và hiệu suất xử lý TN trong bể xử lý hiếu

+-N trong bể xử lý hiếu khí có sử dụng vi sinh vật tại

khí có sử dụng vi sinh vật tại chỗ ............................................................... 108

Hình 3.19 Nồng độ NH4

--N trong bể xử lý hiếu khí có sử dụng vi

chỗ ............................................................................................................. 109

--N, NO3

Hình 3.20 Nồng độ NO2

sinh vật tại chỗ ........................................................................................... 110

Hình 3.21 Theo dõi hoạt động của hệ màng MBR khí nâng tại các giá trị

MLSS khác nhau ........................................................................................ 112

ix

Hình 3.22 Hiệu suất xử lý của hệ màng MBR khí nâng tại các giá trị MLSS

khác nhau ................................................................................................... 112

Hình 3.23 Thông lượng màng khi thay đổi áp suất và tốc độ hút (khi chưa cấp

khí) ............................................................................................................. 116

Hình 3.24 Năng suất lọc của hệ màng (lưu lượng khí nâng Qkhí =0,3 l/ph) . 119

Hình 3.25 Năng suất lọc của hệ màng (Qkhí=0,5 l/phút) .............................. 121

Hình 3.26 Hiệu quả của quá trình rửa màng bằng hóa chất và nước sạch ... 122

Hình 3.27 Khảo sát năng suất lọc tại áp suất vận chuyển và lưu lượng sục khí

khác nhau ................................................................................................... 124

Hình 3.28 Khảo sát vận tốc nước chảy trong ống màng (m/giây) ............... 124

Hình 3.29 Diễn biến lưu lượng lọc và áp suất màng ................................... 126

Hình 3.30 Nồng độ COD trong hệ MBR khí nâng ...................................... 130

Hình 3.31 Hiệu suất xử lý COD trong hệ MBR khí nâng ........................... 131

Hình 3.32 Hiệu quả xử lý COD trước và sau khi vận hành hệ thống màng

MBR khí nâng ............................................................................................ 132

Hình 3.33 Nồng độ TN theo thời gian xử lý trong hệ MBR khí nâng ......... 133

--N trong hệ MBR khí nâng .......... 135

Hình 3.34 Hiệu suất xử lý TN trong hệ MBR khí nâng............................... 134

+-N, NO2

--N và NO3

Hình 3.35 Nồng độ NH4

Hình 3.36 Hiệu suất xử lý TN trong hệ MBR khí nâng.............................. 136

x

DANH MỤC TỪ VIẾT TẮT

Kí hiệu Tiếng Việt Tiếng Anh

Biochemical oxygen Demand BOD

Nhu cầu oxy sinh hóa sau 5 ngày

Nhu cầu oxy hóa học Chemical Oxygen Demand COD

Oxy hòa tan Dissolved Oxygen DO

Thức ăn/mật độ vi sinh Food/Microorganism F/M

GL-MBR Bể sinh học kết hợp với màng Gaslift membrane bioreactor

khí nâng

Thời gian lưu thủy lực Hydraulic retention time HRT

Thời gian lưu bùn Sludge retention time SRT

Membrane bioreactor MBR

Bể phản ứng kiểu màng sinh học

MLSS

Chất rắn lơ lửng trong bể phản ứng Mixed Liquor Suspended Solid

MLVSS Volatile

Tổng chất lơ lửng bay hơi trong bể phản ứng Liquor Mixed Suspended Solid

Bể phản ứng hoạt động theo mẻ Sequencing Batch Reactor SBR

Cặn lơ lửng Suspended Solid SS

SV30 Thể tích bùn lắng sau 30 phút

Chỉ số thể tích bùn Sludge Volume Index SVI

Tổng nitơ Total nitrogen TN

Tổng phốt pho Total phosphorus TP

Tổng cặn lơ lửng Total Suspendid Solid TSS

VSVTT

Kí hiệu bể xử lý được bổ sung vi sinh vật thông thường

VSVTC Kí hiệu bể xử lý được bổ sung vi sinh vật tại chỗ

SWW Nước thải lò mổ Slaughterhouse wastewater

VSV Vi sinh vật Microorganism

xi

Kí hiệu Tiếng Việt Tiếng Anh

HSXL Hiệu suất xử lý Removal effeciency

MBBR Moving Bed Biofilm Reactor

Bể xử lý dùng giá thể vi sinh chuyển động

ASBR Bể phản ứng theo mẻ kỵ khí

Anaerobic sequence batch reactor

UASB

Bể xử lý sinh học dòng chảy ngược qua tầng bùn kỵ khí Upflow Anaerobic Sludge Blanket Reactor

MF Màng vi lọc Microfiltration

UF Màng siêu lọc Ultrafiltration

ESP Chất cao phân tử ngoại bào polymeric

SMP

Extracellular substance

AOB

sản phẩm vi sinh hòa tan Soluble microbial products

NOB

Vi sinh vật oxy hóa amoni Ammonia-oxidizing bacteria

SOUR

Vi sinh vật oxy hóa nitrit Nitrite-oxidizing bacteria

Tốc độ tiêu thụ oxy riêng phần Specific oxygen uptake rate

ABR Yếm khí có vách ngăn Anaerobic Baffled Reactor

HAFBR Anaerobic fixed bed reactor

Bể phản ứng kỵ khí giá thể cố định dòng chảy đứng

AGS Bùn hạt hoạt tính Activated granular sludge

1

MỞ ĐẦU

Nước thải từ hoạt động giết mổ lợn thường có chứa hàm lượng cao của

các chất ô nhiễm như chất hữu cơ, chất dinh dưỡng hay các vi khuẩn gây

bệnh, nếu thải trực tiếp ra môi trường có thể gây ảnh hưởng nghiêm trọng tới

môi trường hệ sinh thái cũng như sức khỏe của con người. Vấn đề này cần

được đặc biệt quan tâm ở Việt Nam, khi mà phần lớn hoạt động giết mổ gia

súc nói chung và giết mổ lợn nói riêng đều sử dụng các quy trình giết mổ thủ

công hoặc bán công nghiệp nên lượng nước thải và mức độ ô nhiễm là rất lớn.

Mặc dù hiện nay, nhiều công nghệ xử lý nước thải giết mổ lợn đã được

nghiên cứu và ứng dụng thành công trên thế giới tuy nhiên hiện vẫn chưa có

công nghệ nào thực sự phù hợp với điều kiện kinh tế và kỹ thuật của các cơ sở

giết mổ lợn tại Việt Nam. Do đó, việc lựa chọn, nghiên cứu và cải thiện các

công nghệ mới phù hợp với đặc điểm của Việt Nam là vấn đề cần được quan

tâm.

1. Tính cấp thiết của đề tài

Một trong những vấn đề về được chú ý hiện nay đó chính là ô nhiễm

môi trường từ các cơ sở giết mổ nói chung và các cơ sở giết mổ lợn nói riêng.

Nước thải từ các cơ sở giết mổ lợn, đặc biệt là những cơ sở giết mổ nhỏ lẻ

thường có thành phần phức tạp và tiềm ẩn nhiều nguy cơ gây ô nhiễm môi

trường nếu không được xử lý đúng mức. Trong đó, các chất ô nhiễm chính

phải kể đến đó là các hợp chất hữu cơ được đại diện qua chỉ tiêu COD, các

chất rắn lơ lửng, các chất dinh dưỡng (N, P) và nhiều loại vi sinh vật gây

bệnh. Các thành phần ô nhiễm này nếu không được xử lý đúng cách sẽ gây ô

nhiễm ô môi trường nghiêm trọng đồng thời ảnh hưởng trực tiếp tới sức khỏe

con người.

Mặc dù, nguy cơ gây ô nhiễm từ các cơ sở giết mổ là không khó để

nhận ra nhưng việc quản lý cũng như xử lý triệt để nguồn ô nhiễm này vẫn

2

còn gặp nhiều khó khăn do các cơ sở giết mổ chủ yếu vẫn sử dụng phương

pháp giết mổ thủ công hoặc bán công nghiệp, lại nằm xen kẽ giữa các khu dân

cư đông đúc. Khi đó, các loại chất thải không có sự phân loại rõ ràng, các loại

chất thải như phân, nước, phụ phẩm xả tràn lan khi giết mổ hoặc thải trực tiếp

xuống sông, suối, hồ, cống rãnh thoát nước, gây ô nhiễm môi trường nghiêm

trọng.

Và để giải quyết được vấn đề ô nhiễm môi trường do hoạt động giết

mổ, Chính phủ đã ban hành nhiều chính sách, quyết định nhằm khuyến khích

đầu tư xây dựng các cơ sở giết mổ tập trung có hạ tầng đồng bộ, không chỉ

đảm bảo về vấn đề môi trường mà còn đảm bảo về vệ sinh an toàn thực phẩm.

Theo Cục Thú y, tính đến tháng 6 năm 2018, cả nước có 52/63 (82,53%)

tỉnh/thành phố đã được phê duyệt Đề án quy hoạch cơ sở giết mổ động vật tập

trung. Sau khi phê duyệt, Chính phủ và các tỉnh, thành phố trực thuộc Trung

ương cũng tích cực ban hành các cơ chế, chính sách nhằm khuyến khích, thu

hút và thúc đẩy đầu tư vào những cơ sở này. Trong đó hướng tới việc lựa

chọn sử dụng các dây chuyền công nghệ tiên tiến, hiện đại và đảm bảo thân

thiện với môi trường. Mặc dù vậy, mới chỉ có 365/983 (37,1%) cơ sở giết mổ

lợn tập trung, 77/152 (50,6%) cơ sở giết mổ gia cầm, 24/95 (25,2%) cơ sở

giết mổ trâu, bò được đưa vào sử dụng. Việc chủ trương đầu tư xây dựng các

cơ sở giết mổ hiện đại hơn chưa thực sự hiệu quả cần phải được xem xét dựa

trên mặt quản lý nhà nước và mặt công nghệ.

Về mặt quản lý, việc quản lý kiểm soát nguồn thải, giám sát chất lượng

môi trường; tuyên truyền, hướng dẫn các biện pháp phòng ngừa, giảm thiểu

nguy cơ ảnh hưởng đến sức khỏe người dân, cộng đồng; các biện pháp tăng

cường thanh tra, kiểm tra về môi trường; nâng cao năng lực quản lý môi

trường, thẩm định đánh giá tác động môi trường; chủ động trong công tác

phòng ngừa và xử lý ô nhiễm môi trường, thay vì bị động ứng phó… vẫn còn

3

là những thách thức lớn đối với công tác quản lý môi trường nói riêng và quản

lý tài nguyên và môi trường nói chung của Việt Nam hiện nay và trong tương

lai.

Về mặt công nghệ, trên thế giới hiện đã có nhiều công nghệ có thể được

áp dụng để xử lý nước thải giết mổ lợn, các phương pháp đó bao gồm: các

phương pháp hóa lý (keo tụ, tuyển nổi,...), các phương pháp sinh học (các

công nghệ xử lý hiếu khí, thiếu khí, kỵ khí,,...). Thông thường, để có thể xử lý

triệt để các thành phần ô nhiễm khác nhau, hệ thống xử lý nước thải từ cơ sở

giết mổ gia súc nói chung là sự kết hợp của hai hay nhiều phương pháp xử lý

khác nhau. Tuy nhiên, vấn đề mấu chốt ở đây đó là chưa có nhiều công nghệ

được nghiên cứu ứng dụng đề phù hợp với điều kiện kinh tế kỹ thuật của các

cơ sở giết mổ tại Việt Nam. Các công nghệ này thường yêu cầu diện tích mặt

bằng lớn, yêu cầu trình độ vận hành cao, chi phí vận hành lớn, .... Như vậy,

với chủ trương phát triển các cơ sở giết mổ tập trung, là hướng đi tất yếu để

nâng cao chất lượng sản phẩm và nâng cao chất lượng cuộc sống thì việc

nghiên cứu và đề xuất các giải pháp công nghệ xử lý chất thải nói chung và

nước thải nói riêng của các cơ sở giết mổ tập trung là một vấn đề rất cấp thiết,

đặc biệt là các công nghệ có thể áp dụng xử lý tại nguồn thay vì cần đầu tư

các hệ thống thu gom quy mô lớn và có thể khắc phục được những hạn chế kể

trên.

Trong thời gian gần đây, công nghệ màng lọc sinh học khí nâng (GL-

MBR) đã dành được nhiều sự quan tâm. Công nghệ mới này vừa mang những

ưu điểm của công nghệ màng lọc sinh học truyền thống (như khả năng tách

pha rắn - lỏng tốt, giúp duy trì được lượng sinh khối tối ưu, đồng thời còn có

khả năng loại bỏ các vi sinh vật gây bệnh, yêu cầu diện tích sử dụng ít hơn so

với công nghệ sinh học truyền thống [63]), vừa có thể khắc phục được nhược

điểm của MBR đó là hiện tượng tắc màng sau một thời gian vận hành nhất

4

định, đòi hỏi quá trình làm sạch màng bằng hóa chất hoặc thay màng, dẫn tới

làm gia tăng chi phí bảo dưỡng và vận hành. Bên cạnh đó, nước thải giết mổ

lợn có chứa tỉ lệ cao các hợp chất hữu cơ trong đó chủ yếu là protein. Chính

đặc điểm này khiến cho việc sử dụng phương pháp xử lý sinh học là hoàn

toàn phù hợp. Về bản chất, các vi sinh vật xử lý hiếu khí và kỵ khí đều thực

hiện các quá trình chuyển hóa các chất ô nhiễm (trong đó có các hợp chất hữu

cơ) để phục vụ quá trình sinh trưởng và phát triển. Tuy nhiên, sản phẩm của

quá trình xử lý kỵ khí thường là các hợp chất hữu cơ thứ cấp và cần tiếp tục

được xử lý triệt để thông qua quá trình xử lý hiếu khí. Trong khi đó, với đặc

tính của nước thải giết mổ thì việc xử lý trực tiếp các hợp chất hữu cơ bằng

quá trình xử lý sinh học hiếu khí thông qua khả năng chuyển hóa trực tiếp của

các vi sinh vật hiếu khí là hoàn toàn khả thi. Đặc biệt, trong nghiên cứu này

các vi sinh vật được bổ sung được tuyển chọn từ chính nguồn nước thải giết

mổ, và có những đặc tính sinh học có lợi cho quá trình xử lý nước thải bao

gồm (1) là các chủng vi sinh vật hiếu khí và tích tụ nhiều sinh khối, (2) khả

năng đồng hóa nhanh các chất ô nhiễm (đặc biệt là các hợp chất hữu cơ) và

sinh trưởng nhanh, (3) có năng lực sử dụng cơ chất đa dạng và (4) có đặc tính

tạo bông bùn kết lắng nhanh. Chính nhờ những ưu điểm này, việc bổ sung các

vi sinh vật tại chỗ sẽ giúp quá trình xử lý nhanh hơn, nâng cao hiệu quả, tính

ổn định của các công trình xử lý sinh học so với việc sử dụng bùn hoạt tính

thông thường, rút ngắn thời gian khởi động hệ thống. Đồng thời còn mở ra

nhiều hướng đi mới liên quan tới việc thu hồi nhiều dinh dưỡng trong nước

thải từ chính sinh khối vi sinh vật nhở khả năng sinh trưởng nhanh của chúng.

Chính vì vậy, Luận án: “Nghiên cứu ứng dụng vi sinh vật tại chỗ

trong hệ thống bể sinh học kết hợp màng lọc khí nâng trong xử lý nước

thải giết mổ lợn” do nghiên cứu sinh thực hiện kỳ vọng sẽ đưa ra giải pháp

ứng dụng mới, mang tính sáng tạo, thân thiện với môi trường trong xử lý

5

nước thải giết mổ lợn, giảm chi phí vận hành đối với loại hình giết mổ lợn có

diện tích mặt bằng hạn chế, nằm gần các khu đô thị, góp phần giảm thiểu ô

nhiễm và cải thiện môi trường, giảm thiểu ảnh hưởng đến sức khỏe của nhân

dân. Và góp phần định hướng cho doanh nghiệp sử dụng tiết kiệm và tái sử

dụng nước thải sau xử lý đạt quy chuẩn vào mục đích rửa chuồng trại, tưới

cây trồng nhằm tiết kiệm tài nguyên nước và giảm tiền phí nước thải phải chi

trả theo quy định của Nghị định số 53/2020/NĐ-CP, ngày 05 tháng 5 năm

2020 của Chính phủ quy định phí bảo vệ môi trường đối với nước thải có hiệu

lực từ ngày 01 tháng 7 năm 2020 đang nhận được sự quan tâm của cộng đồng

doanh nghiệp và toàn xã hội.

2. Mục tiêu của Luận án

- Nghiên cứu ứng dụng được các vi sinh vật tại chỗ trong xử lý nước

thải giết mổ lợn bằng phương pháp hiếu khí.

- Nghiên cứu xác định được điều kiện vận hành tối ưu cho hệ thống

MBR khí nâng sử dụng vi sinh vật tại chỗ để xử lý nước thải cho cơ sở giết

mổ lợn.

- Đề xuất được các giải pháp kỹ thuật giúp quản lý và giám sát xử lý

nước thải lò giết mổ tập trung đạt tiêu chuẩn xả thải ra môi trường theo

QCVN 40:2011/BTNMT cột B.

3. Đối tượng và phạm vi nghiên cứu

Đối tượng nghiên cứu

Đối tượng nghiên cứu của Luận án đó là quá trình ứng dụng các vi sinh

vật tại chỗ được phân lập từ chính nước thải giết mổ lợn vào trong quá trình

xử lý sinh học hiếu khí của hệ thống MBR khí nâng.

Luận án đã khảo sát việc sử dụng vi sinh vật tại chỗ trong các điều kiện

xử lý khác nhau của hệ thống MBR khí nâng trong đó xác định được các điều

kiện khởi động và vận hành tối ưu cho hệ thống.

6

Phạm vi nghiên cứu

Để đảm bảo mức độ phù hợp về mặt kinh phí cũng như thời gian thực

hiện, Luận án đã tập trung xây dựng và tiến hành các nghiên cứu ở quy mô

phòng thí nghiệm, trong đó nước thải được sử dụng là nước thải từ cơ sở giết

mổ gia súc Thịnh An, Thanh Trì, Hà Nội. Với đặc thù là một cơ sở giết mổ

tập trung, là nơi tập trung các hộ giết mổ nhỏ lẻ trong một khu vực được quy

hoạch sẵn, phương pháp giết mổ chủ yếu vẫn là phương pháp thủ công, chính

vì vậy nước thải này có mức độ ô nhiễm cao và biến động.

Về mặt công nghệ, Luận án sẽ tập trung nghiên cứu hệ thống MBR khí

nâng (Gaslift-MBR) quy mô phòng thí nghiệm được bổ sung các chủng vi

sinh vật (VSV) tại chỗ. Các VSV này được bổ sung thông qua việc sử dụng

chế phẩm vi sinh, là sản phẩm được kế thừa từ đề tài “Nghiên cứu ứng dụng

vi sinh vật bản địa để xử lý nước thải trong giết mổ gia súc tập trung”[9],

Viện Công nghệ môi trường, Viện Hàn lâm Khoa học và Công nghệ Việt

Nam, và là tập hợp của các chủng vi sinh vật được phân lập từ nước thải giết

mổ lợn. Nghiên cứu sẽ tập trung vào việc nghiên cứu một số điều kiện vận

hành thích hợp để ứng dụng hiệu quả các VSV tại chỗ vào xử lý nước thải

giết mổ lợn. Kết hợp với việc khảo sát một số thông số vận hành của hệ thống

MBR khí nâng được bổ sung các VSV này để có thể đạt được khả năng xử lý

cao và ổn định.

4. Câu hỏi nghiên cứu

- Việc bổ sung chế phẩm vi sinh có chứa các chủng vi sinh vật tại chỗ,

có sẵn trong nước thải giết mổ lợn có thể giúp nâng cao hiệu quả xử lý chất

hữu cơ và các thành phần dinh dưỡng trong nước thải giết mổ lợn cũng như

nâng cao được tính ổn định của hệ thống xử lý hay không ?

- Việc sử dụng vi sinh vật tại chỗ có ý nghĩa như thế nào trong việc cải

thiện tính ổn định và hiệu quả hoạt động của hệ thống MBR khí nâng ?

7

- Các điều kiện vận hành thích hợp của hệ thống MBR khí nâng có bổ

sung chế phẩm được phân lập từ vi sinh vật tại chỗ là gì ?

- Việc nghiên cứu và ứng dụng công nghệ này có giúp ích gì cho nhiệm

vụ quản lý, bảo vệ tài nguyên môi trường không?

5. Giả thuyết nghiên cứu

- Luận điểm 1: Bổ sung các chủng vi sinh vật tại chỗ có khả năng rút

ngắn thời gian khởi động và tăng hiệu quả xử lý hiếu khí của hệ MBR khí

nâng trong xử lý nước thải giết mổ lợn.

- Luận điểm 2: Việc sử dụng các vi sinh vật tại chỗ giúp nâng cao tính

ổn định của màng lọc khí nâng và cải thiện năng suất lọc của màng lọc khí

nâng.

- Luận điểm 3: Việc khảo sát các chế độ và thông số vận hành của hệ

MBR khí nâng sử dụng vi sinh vật tại chỗ sẽ giúp duy trì được hiệu quả hoạt

động tối ưu cho toàn bộ hệ thống MBR khí nâng.

6. Nội dung nghiên cứu:

- Nghiên cứu tổng quan và cơ sở lý thuyết về loại bỏ chất ô nhiễm bằng

quá trình phân hủy hiếu khí và công nghệ màng lọc khí nâng.

- Khảo sát đặc tính của nước thải giết mổ lợn từ cơ sở giết mổ lợn

Thịnh An.

- Nghiên cứu sử dụng chế phẩm vi sinh chứa các vi sinh vật tại chỗ

trong bể sinh học hiếu khí xử lý nước thải giết mổ lợn. Trong đó tập trung

nghiên cứu các nội dung sau:

+ Nghiên cứu khả năng thích nghi và thời gian khởi động của bể sinh

học có bổ sung chế phẩm chứa các vi sinh vật tại chỗ và so sánh với bể sinh

học chỉ sử dụng bùn hoạt tính thông thường;

8

+ Nghiên cứu ảnh hưởng của nồng độ bùn hoạt tính (MLSS) đến hiệu

suất xử lý COD, TN trong nước thải giết mổ lợn bằng phương pháp sinh học

hiếu khí có bổ sung vi sinh vật tại chỗ;

+ Nghiên cứu ảnh hưởng của tải lượng hữu cơ đến hiệu suất xử lý

COD, TN của nước thải giết mổ lợn bằng phương pháp sinh học hiếu khí có

bổ sung vi sinh vật tại chỗ.

- Nghiên cứu đánh giá vai trò của việc sử dụng vi sinh vật tại chỗ đối

với việc cải thiện năng suất lọc, nâng cao khả năng chống tắc màng và tiết

kiệm chi phí năng lượng trong vận hành hệ màng MBR khí nâng.

- Nghiên cứu các thông số vận hành của hệ MBR khí nâng trong quá

trình xử lý nước thải giết mổ lợn quy mô phòng thí nghiệm.

+ Nghiên cứu ảnh hưởng của các thông số vận hành module màng tới

hiệu quả hoạt động của hệ MBR khí nâng, và lựa chọn phương pháp vệ sinh

màng;

+ Nghiên cứu lựa chọn vận tốc nước chảy trong ống màng, áp suất vận

chuyển và lưu lượng sục khí tối ưu phù hợp cho hệ MBR khí nâng có sử dụng

vi sinh vật tại chỗ;

+ Nghiên cứu điều kiện tối ưu của quá trình xử lý sinh học cho việc vận

hành hệ màng MBR khí nâng.

- Nghiên cứu các giải pháp kỹ thuật giúp quản lý và giám sát xử lý

nước thải lò giết mổ lợn dựa trên các yếu tố kỹ thuật đã được nghiên cứu

trong Luận án.

7. Phương pháp nghiên cứu

Các phương pháp nghiên cứu được sử dụng trong Luận án gồm:

7.1 Phương pháp tổng hợp nghiên cứu tài liệu

Với phương pháp này, các hoạt động thu thập, phân tích tổng hợp, kế

thừa các số liệu, tài liệu từ các công trình khoa học đã được công bố có liên

9

quan tới lĩnh vực và đối tượng nghiên cứu thuộc phạm vi của Luận án, nhằm

cung cấp đầu vào cho các đánh giá, phân tích, tính toán. Trong đó bao gồm cả

các tài liệu nghiên cứu thực nghiệm và các cơ sở lý thuyết.

7.2 Phương pháp nghiên cứu thực nghiệm

Tiến hành thí nghiệm với các hệ thống có quy mô phòng thí nghiệm.

Các thông số vận hành được lựa chọn, và khảo sát theo từng nội dung nghiên

cứu cụ thể.

7.3 Phương pháp lấy mẫu và phân tích

Phương pháp quan trắc, lấy mẫu của hệ thống thử nghiệm và phân tích

mẫu tại phòng thí nghiệm được sử dụng để đánh giá nồng độ các chất ô nhiễm

trong nước thải trước và sau khi xử lý.

7.4 Phương pháp tính toán và xử lý số liệu

Số liệu thu được từ các lần thí nghiệm sẽ được thu thập một cách có hệ

thống, tổng hợp so sánh để tìm ra giá trị đặc trưng mang tính đại diện cao nhất

của kết quả thí nghiệm.

Phương pháp phân tích thống kê các kết quả đã thu thập được áp dụng

để đánh giá, so sánh hiệu quả hoạt động của các hệ thống xử lý.

8. Ý nghĩa khoa học và thực tiễn

8.1. Ý nghĩa khoa học

Việc sử dụng các vi sinh vật tại chỗ trong quá trình xử lý hiếu khí kết

hợp với công nghệ MBR khí nâng để xử lý nước thải giết mổ lợn đã được

nghiên cứu một cách khoa học, bài bản ở quy mô phòng thí nghiệm với hệ

thống có công suất 50L/ngày. Kết quả của nghiên cứu đã cung cấp những cơ

sở khoa học đáng tin cậy:

- Luận án đã chứng minh khả năng rút ngắn thời gian khởi động của

quá trình xử lý sinh học hiếu khí xuống còn 5 - 7 ngày so với quá trình thông

10

thường, đồng thời nâng cao được hiệu quả xử lý và tính ổn định nhờ vào việc

sử dụng các vi sinh vật tại chỗ được phân lập từ chính nước thải giết mổ lợn.

- Luận án đã chứng minh được, khả năng hoạt động hiệu quả trong môi

trường nước thải giết mổ lợn ở nồng độ MLSS thấp, các vi sinh vật tại chỗ đã

giúp hệ thống màng khí nâng đạt được năng suất lọc cao hơn với hệ thống sử

dụng bùn hoạt tính thông thường, giảm chi phí vệ sinh do việc tắc màng và

tiết kiệm năng lượng vận hành.

- Lần đầu tiên, các yếu tố ảnh hưởng và các điều kiện vận hành tối ưu

của một hệ thống MBR khí nâng có sử dụng các vi sinh vật tại chỗ để xử lý

nước thải giết mổ lợn đã được khảo sát và đánh giá.

Cơ sở khoa học trong nghiên cứu ứng dụng vi sinh vật tại chỗ vào

màng khí nâng sẽ là tiền đề cho các nghiên cứu tiếp theo trong việc ứng dụng

hiệu quả các vi sinh vật tại chỗ trong xử lý nước thải giết mổ lợn nói riêng và

nước thải có nhiều thành phần hữu cơ nói chung.

8.2. Ý nghĩa thực tiễn

- Luận án đã thử nghiệm thành công bể sinh học hiếu khí sử dụng các

vi sinh vật tại chỗ kết hợp màng MBR khí nâng quy mô phòng thí nghiệm và

đã giảm được chi phí lắp đặt và chi phí vận hành của hệ thống vì hệ này

không cần bể lắng bùn và không cần chất keo tụ, chất tạo bông. Đồng thời

giảm được hiện tượng tắc màng, nước thải sau xử lý của hệ đạt được tiêu

chuẩn loại B, theo QCVN 40:2011/BTNMT.

- Góp phần đưa ra giải pháp công nghệ mới, có tiềm năng để áp dụng

trong thực tiễn, phù hợp với hiện trạng và điều kiện kinh tế của các cơ sở giết

mổ lợn tập trung tại Việt Nam. Đồng thời kết hợp các kết quả nghiên cứu và

giải pháp công nghệ mới được đưa ra trong nghiên cứu này để làm cơ sở đề

xuất một số giải pháp quản lý và giám sát xử lý nước thải lò giết mổ tập trung.

11

9. Đóng góp mới của Luận án

Về mặt lý luận: Luận án đã nghiên cứu và chứng minh được việc cải

thiện hiệu quả vận hành và hiệu quả năng lượng trong xử lý nước thải giết mổ

của hệ thống MBR khí nâng bằng cách sử dụng các vi sinh vật tại chỗ.

Nghiên cứu chỉ ra vi sinh vật tại chỗ không chỉ nâng cao hiệu quả xử lý sinh

học mà còn tăng cường được hiệu quả lọc và hiệu quả năng lượng của màng

khí nâng, từ đó nâng cao khả năng ứng dụng của công nghệ MBR khí nâng

trong thực tiễn. Luận án cũng đã xác định các yếu tố ảnh hưởng tới hiệu quả

xử lý và vận hành của hệ thống MBR khí nâng khi có sử dụng vi sinh vật tại

chỗ, từ đó làm cơ sở cho việc xác định được các điều kiện vận hành tối ưu

cho hệ thống.

Về mặt thực tiễn: Hệ thống MBR khí nâng là một hệ thống mới cả trên

thế giới và Việt Nam, hiện nay mới chỉ có một vài nghiên cứu về hệ thống

này tại Việt Nam. Đây là giải pháp hứa hẹn có thể giúp giải quyết các vấn đề

tồn tại của các phương pháp truyền thống (ví dụ: vận hành phức tạp, hiệu quả

chưa cao, kinh phí vận hành cao…) trong xử lý nước thải giết mổ lợn nói

riêng và nước thải giết mổ gia súc nói chung. Kết quả của nghiên cứu ứng

dụng vi sinh vật tại chỗ trong hệ thống MBR khí nâng trong xử lý nước thải

giết mổ lợn chứng minh được hiệu quả xử lý và vận hành của hệ thống MBR

khí nâng được cải thiện rõ nét khi có sự tham gia của các vi sinh vật tại chỗ.

Kết quả nghiên cứu của Luận án là cơ sở cho việc ứng dụng hệ thống MBR

khí nâng trong xử lý nước thải giết mổ lợn nói riêng, nước thải giết mổ gia

súc và rộng hơn nữa là nước thải hữu cơ nói chung. Bên cạnh đó, từ các kết

quả nghiên cứu tổng quan cũng như thực nghiệm, Luận án cũng đã đề xuất

các giải pháp kỹ thuật giúp nâng cao hiệu quả giám sát và quản lý đối với việc

xử lý nước thải ngay từ nguồn thải, góp phần bảo vệ môi trường và sức khỏe

người dân.

12

10. Cấu trúc của Luận án

Chương 1: Tổng quan về các công nghệ xử lý nước từ các cơ sở giết

mổ lợn, đặc biệt là các công nghệ sinh học. Tình hình nghiên cứu của công

nghệ sinh học trên thế giới cũng như tại Việt Nam hiện nay đặc biệt là công

nghệ sử dụng các vi sinh vật tại chỗ, và công nghệ bể sinh học kết hợp màng

lọc khí nâng, là công nghệ tiên tiến hiện nay được nghiên cứu trong Luận án.

Chương 2: Các phương pháp nghiên cứu, trình tự nghiên cứu được áp

dụng để đánh giá hiệu quả, khảo sát các yếu tố ảnh hưởng và lựa chọn điều

kiện thích hợp cho quá trình vận hành hệ thống quy mô phòng thí nghiệm.

Chương 3: Các kết quả nghiên cứu đã được thu thập và những phân

tích đánh giá về các kết quả này.

13

Chương 1: TỔNG QUAN VỀ CÔNG NGHỆ XỬ LÝ NƯỚC THẢI

GIẾT MỔ LỢN, CÔNG NGHỆ SINH HỌC SỬ DỤNG VI SINH VẬT

TẠI CHỖ VÀ CÔNG NGHỆ MÀNG LỌC KHÍ NÂNG

1.1. Tổng quan nghiên cứu về xử lý nước thải giết mổ lợn

1.1.1. Nước thải giết mổ lợn ở Việt Nam

Ở Việt Nam hiện nay, có nhiều loại hình giết mổ:

- Giết mổ quy mô công nghiệp: là các cơ sở giết mổ được đầu tư với

dây chuyền giết mổ hiện đại, đảm bảo an toàn thực phẩm vệ sinh môi trường

sử dụng công nghệ giết mổ dây chuyền quay với công suất giết mổ lợn vào

khoảng 1.800 con/ngày và giết mổ gia cầm là 84.000 con/ngày [14],[10].

- Giết mổ bán công nghiệp: là những cơ sở giết mổ được đầu tư một

phần dây chuyền, thiết bị giết mổ hiện đại bên cạnh những khâu giết mổ còn

mang tính thủ công. Năng lực giết mổ vì thế cũng thấp hơn so với quy mô giết

mổ công nghiệp và chi phí đầu tư thấp hơn nhiều lần so với dây chuyền giết

mổ quy mô công nghiệp hiện đại.

- Giết mổ thủ công tập trung: Hình thức hoạt động của các cơ sở này đó

là tập trung các hộ giết mổ nhỏ lẻ trong một khu vực được quy hoạch sẵn và

sau đó sản phẩm được mang đi tiêu thụ. Chính vì vậy, phương pháp giết mổ

chủ yếu vẫn là phương pháp thủ công và công suất giết mổ cũng không quá

lớn.

- Điểm giết mổ nhỏ lẻ, hộ gia đình: Đây là loại hình giết mổ chiếm tỉ lệ

cao nhất trong tổng số các cơ sở giết mổ, đặc biệt chưa có số liệu thống kê

đầy đủ số lượng do các cơ sở này chủ yếu nằm rải rác trong khu dân cư, hoạt

động đa dạng dưới nhiều hình thức khác nhau như giết mổ tại nhà, giết mổ tại

hộ chăn nuôi, một số cơ sở không có địa điểm cố định, hoạt động theo mùa

vụ. Các cơ sở giết mổ nhỏ lẻ thường không đáp ứng về điều kiện vệ sinh thú

y, an toàn thực phẩm, đặc biệt nguồn nước thải trực tiếp ra môi trường gây ô

14

nhiễm môi trường, ảnh hưởng đến đời sống sinh hoạt tại các hộ xung quanh

[11]. Theo thống kê của Cục Thú y năm 2019, cả nước có 28.044 cơ sở giết

mổ nhỏ lẻ, trong đó chỉ có 7.009 hộ có giấy chứng nhận đăng ký hộ kinh

doanh. Các cơ sở tập trung chủ yếu ở khu vực đồng bằng sông Hồng (chiếm

45%), khu vực Bắc Trung Bộ và Duyên hải miền Trung (chiếm 26%). Có thể

thấy, đây là số lượng cơ sở lớn, trong khi đó việc kiểm soát quản lý các cơ sở

1%

2%

4%

26%

45%

22%

Vùng Đồng bằng sông Hồng

Vùng miền núi và Trung du Tây Nguyên

Bắc Trung Bộ và Duyên hải miền trung

Đông Nam Bộ

Đồng bằng sông Cửu Long

giết mổ nhỏ lẻ vẫn còn hạn chế.

Hình 1.1 Thống kê cơ sở giết mổ nhỏ lẻ tại các tỉnh, thành phố trên cả

nước năm 2019

(Số liệu năm 2019 của Cục Thú y, Bộ Nông nghiệp và Phát triển nông thôn)

Hiện nay có hai phương pháp giết mổ chính là phương pháp giết mổ

thủ công và mổ dây chuyền quay áp dụng cho cơ sở có quy mô công nghiệp.

Các phương pháp này đều trải qua các bước giết mổ chính tương tự nhau và

chỉ có một số ít điểm khác biệt giữa các loại gia súc khác nhau và trang thiết

15

bị được sử dụng. Ứng với mỗi công đoạn, thì loại và lượng chất thải cần xử lý

để đảm bảo vệ sinh môi trường và an toàn thực phẩm là khác nhau. Tuy

nhiên, do chi phí đầu tư và vận hành lớn, nên hoạt động xử lý chất thải nói

chung và nước thải nói riêng hiện chỉ được thực hiện tại các cơ sở giết mổ

quy mô công nghiệp được đầu tư bài bản. Tại các cơ sở giết mổ thủ công, nhỏ

lẻ thì các chất thải này vẫn được xả thẳng ra hệ thống thoát nước chung hoặc

môi trường tự nhiên gây nguy cơ ô nhiễm môi trường và không đảm bảo vệ

sinh an toàn thực phẩm cho khu vực giết mổ.

Có thể thấy, nước thải từ hoạt động giết mổ chủ yếu phát sinh từ các

hoạt động nuôi nhốt trước khi giết mổ, hoạt động giết mổ xử lý nội tạng, thịt

và vệ sinh dụng cụ,… Trong đó, chất ô nhiễm trong nước thải chủ yếu có

nguồn gốc từ công đoạn cắt tiết và xử lý lòng. Máu chiếm 6% trọng lượng của

động vật sống vì vậy mà phương pháp xử lý và loại bỏ máu có liên quan chặt

chẽ tới lượng chất gây ô nhiễm được tạo ra. Khâu làm lòng cũng đóng vai trò

lớn trong việc phát sinh các chất ô nhiễm. Những chất chứa bên trong ruột

chiếm khoảng 16% trọng lượng sống của trâu bò, và khoảng 6% trọng lượng

sống của lợn tương đương với khoảng 70kg/con trâu và 6 kg/con lợn, trong đó

chỉ riêng chất chứa trong dạ dày trâu, bò nặng tới 30 kg. Những chất này bắt

buộc phải loại bỏ để sản phẩm đảm bảo vệ sinh an toàn thực phẩm. Đây cũng

là nguồn ô nhiễm chính chứa nhiều chất hữu cơ hòa tan, mỡ, chất có khả năng

tạo nên nhũ tương và không thể tách được bằng cách lọc hoặc lắng cặn thông

thường [1]. Nhu cầu sử dụng nước và phát sinh nước thải trung bình từ hoạt

động giết mổ gia súc dao động từ 8,18 m3/tấn thịt xẻ (đối với giết mổ trâu, bò,

tương ứng 1,227 m3/con) và 10,65 m3/tấn thịt xẻ (đối với giết mổ lợn, tương

ứng 0,746 m3/con). Số liệu này biến động tùy thuộc vào quy mô và loại hình

giết mổ. Theo hiệp hội chăn nuôi và giết mổ gia súc Úc (MLA), lượng nước

16

tiêu thụ thực tế cho giết mổ phục vụ xuất khẩu đối với gia súc nhỏ từ 3 - 5

m3/tấn thịt xẻ và cho giết mổ gia súc lớn từ 10 - 11 m3/tấn thịt xẻ.

Hình 1.2 Sơ đồ phát sinh chất thải theo các công đoạn giết mổ gia súc [9]

17

1.1.2. Đặc tính và ảnh hưởng của nước thải giết mổ lợn tới môi trường và

sức khỏe con người

Bảng 1.1 Tỷ lệ nước tiêu thụ trong cơ sở giết mổ [10]

Tỷ lệ tiêu thụ nước TT Công đoạn sử dụng nước (%)

1. Nhốt 25

2. Giết mổ và bóc nội tạng 10

3. Sơ chế nội tạng 30

3. Pha lóc 2

4. Vệ sinh dụng cụ, thiết bị giết mổ 10

5. Rửa sàn 12

6. Vệ sinh công nhân 7

7. Khác 4

Theo như Bảng 1.1, nước thải lò giết mổ được tạo ra trong sản xuất sản

phẩm thịt do các quá trình làm sạch: rửa thịt trước và sau khi giết mổ động vật

và rửa sàn nhà và các trang thiết bị. Đặc điểm của nước thải lò giết mổ phụ

thuộc vào loại và số lượng gia súc bị giết hàng ngày và có thành phần phức

tạp bao gồm các nhiều loại chất béo và protein phát sinh từ quá trình giết mổ.

Thành phần gây ô nhiễm chính của loại nước thải này đó là từ máu và các

chất thải của động vật nằm trong ruột và dạ dày [33]. Trong đó, máu có chứa

hàm lượng nitơ và các chất hữu cơ cao với giá trị BOD có thể lên tới 150.000

- 200.000 mg/L [85]. Lượng tiết thất thoát hoặc không sử dụng đến trong quá

trình giết mổ là khoảng 0,5 đến 2L/con, còn lượng chất thải dạng lỏng trong

dạ dày của gia súc có thể lên tới 80 kg và tất cả lượng chất thải này đi vào

nước thải qua quá trình giết mổ và rửa sạch thành phẩm. Đối với một số loại

gia súc, thành phần chất thải của dạ cỏ chủ yếu là Lignoxenluloza (là thành

18

phần chính của rơm, cỏ,..) và một số sản phẩm từ quá trình lên men trong dạ.

Ngoài ra, loại chất thải này còn chứa nhiều loại vi khuẩn như Salmonella và

Shigella, trứng giun sán, coliform, virut và ký sinh trùng và nhiều loại tạp

chất như cát sỏi, dây,…[31].

Bảng 1.2 Bảng thông số ô nhiễm của nước thải giết mổ gia súc trên thế giới

Khoảng giá trị Thông Đơn

số vị (a) (b) (c) (e) (d)

4,9-8,0 5-7,8 4,9-8,1 pH - -

mg/L 270-6.400 220-6.400 300-2.800 1.300-3.400 TSS -

COD mg/L 500-15.900 1.100-15.000 1.250-5.900 4.200-8.500 14.200

mg/L 150-4.635 600-3.400 610-4.635 1.600-3.000 - BOD5

mg/L 50-841 50-840 50-841 114-148 3.171 TN

+-N mg/L

mg/L 25-200 15-200 25-200 20-30 TP -

20-300 65-87 2.472 - - NH4

3-

mg/L 200-100 8-120 - - - PO4

Tổng mg/L - - - - -

dầu mỡ

K mg/L 0,01-100 0,010-100 - - -

Na mg/L - 62-833 - - -

Pb mg/L - 0,21-0,34 - - -

Ca mg/L - 32-316 - - -

Nguồn: (a)[33], (b) [26], (c)[32], (d)[56], (e)[45].

Đặc tính của nước thải giết mổ gia súc có sự biến động rất lớn và có

nhiều yếu tố ảnh hưởng tới điều này như quy mô của cơ sở giết mổ, loại động

vật giết mổ, loại hình giết mổ, số lượng nước tiêu thụ trên mỗi động vật và

phục vụ cho rửa thiết bị [54].

19

Bảng 1.3 Thông số ô nhiễm của một số cơ sở giết mổ tại Việt Nam

Xí nghiệp Xí nghiệp Làng nghề QCVN 40

Chế biến chế biến giết mổ gia (Cột B) Thông Đơn vị Thực phẩm thực phẩm súc Việt Yên số I, Cần Thơ Nam Phong - Bắc Giang

[2] [1] [20]

5,5-9 6,9-7,65 5,5-9 7,2 pH

700 - 100 476 TSS mg/L

1.770 649 150 1.886 COD mg/L

1.100 - 50 928,5 mg/L BOD5

200 55,2 40 143,5 TN mg/L

35 40,95 6 - TP mg/L

+-N mg/L

120 7,75 10 - NH4

3-

- 4,64 - - mg/L PO4

Tổng mg/L 90 - 10 - dầu mỡ

Dựa trên các số liệu thống kê và các nghiên cứu được thực hiện tại Việt

Nam (Bảng 1.3) cũng như trên thế giới (Bảng 1.4), có thể thấy có sự khác

biệt đáng kể về khoảng nồng độ của các chất ô nhiễm, sự khác biệt này có thể

là do sự khác nhau về quy mô và công nghệ giết mổ, sự khác nhau về công

nghệ chăn nuôi dẫn tới sự khác biệt về thành phần của chất thải. Tuy nhiên,

nước thải giết mổ gia súc nói chung cũng như nước thải giết mổ lợn nói riêng

sẽ có những đặc trưng sau đây:

- Lưu lượng và tính chất của nước thải là không ổn định, có thể thay

đổi theo giờ hoặc theo công suất vận hành của lò giết mổ.

20

- Thành phần của nước thải cũng rất phức tạp: nước thải chủ yếu là từ

hoạt động giết mổ, bên cạnh đó còn có nước thải sinh hoạt, nước rửa chuồng,

nước vệ sinh dụng cụ giết mổ, chế biến,... Nước thải từ những nơi này có một

lượng lớn dầu mỡ và nồng độ chất hữu cơ lớn, nitơ, phốt pho, các chất bảo

quản thực phẩm, lông, xương động vật và thức ăn thừa,...Chỉ số Coliform,

Felcal coliform lên tới hàng triệu CFU/100 ml. Chỉ số này cho thấy khả năng

tồn tại của các vi khuẩn gây bệnh đường ruột như Salmonella ssp,

Campylobacter jejuni và các ký sinh trùng đường tiêu hóa như Ascaris sp,

Giardia lamblia, Cryptosporidium parvum và virus đường ruột [74].

Nhằm kiểm soát nguồn nước thải từ hoạt động giết mổ gia súc các tổ

chức hàng đầu trên thế giới như cơ quan bảo vệ môi trường Mỹ (US EPA),

liên minh Châu Âu EU, Trung tâm kiểm soát ô nhiễm Ấn Độ (CPCB), Bộ

Bảo vệ môi trường Trung Quốc, Cơ quan môi trường Canada, Hội đồng bảo

tồn và môi trường Australia và Newzealand đều đã đưa ra các tiêu chuẩn xả

thải đối với nước thải từ các cơ sở giết mổ, Việt Nam hiện nay chưa có tiêu

chuẩn xả thải riêng đối với nước thải giết mổ gia súc, và việc kiểm soát ô

nhiễm được thực hiện dựa trên QCVN 40/2011/BTNMT: Quy chuẩn kỹ thuật

quốc gia về nước thải công nghiệp. Tuy nhiên nếu áp dụng QCVN 40:2011/

BTNMT thì các tiêu chuẩn theo cột B đều thấp hơn hoặc tương đương các

mức quy định của các tiêu chuẩn khác trên thế giới (chi tiết trong Bảng 1.3).

Bảng 1.4 Tiêu chuẩn xả thải của Việt Nam và một số tổ chức trên thế giới [31]

QCVN EU CPCB Canada Australia Thông số US EPA Trung Quốc 40 (cột B)

pH 6-9 - 6,5-8,5 6-9 6-9 5-9 5,5-9

COD - 125 250 100-300 - 40 150

BOD 16-26 25 30 20-100 5-30 5-20 50

21

QCVN EU CPCB Canada Australia Trung Quốc Thông số US EPA 40 (cột B)

TN 4-8 10-15 15-20 1,25 10-20 - 40

TP - 1-2 0,1-1 1 2 - 6

TSS 20-30 35-60 50 20-30 5-30 5-20 100

1.1.3. Tổng quan các nghiên cứu trên thế giới về công nghệ sinh học trong

xử lý nước thải giết mổ

Với đặc trưng là hàm lượng protein cao trong đó các chất hữu cơ và

nitơ là chủ yếu chiếm đến trên 80%. Thì một hệ thống xử lý nước thải giết mổ

gia súc trên thế giới hiện nay vẫn còn nhiều quá trình xử lý nối tiếp bao gồm

tiền xử lý, xử lý bậc 1, xử lý bậc 2 và có thể bao gồm xử lý bậc 3 tùy thuộc

vào yêu cầu về chất lượng nước sau xử lý của mỗi hệ thống. Cụ thể, các công

nghệ chính được sử dụng để xử lý nước thải giết mổ gia súc có thể chia làm 5

nhóm chính: chôn lấp, xử lý hóa lý, xử lý sinh học, oxy hóa nâng cao (AOP),

và kết hợp các công nghệ trên [87]. Mỗi một nhóm công nghệ đều có những

ưu nhược điểm riêng và đóng vai trò riêng trong một hệ thống xử lý hoàn

chỉnh. Trong đó, các công nghệ xử lý sinh học thường được sử dụng như một

quá trình xử lý bậc 2 trong hệ thống có nhiệm vụ chính là xử lý các hợp chất

hữu cơ và các hợp chất dinh dưỡng trong nước thải. So với một số quá trình

xử lý hóa lý khác thì các công trình sinh học thường có hiệu quả về mặt kinh

tế nhưng đồng thời vẫn đảm bảo hiệu quả về mặt xử lý, chính vì vậy các quá

trình xử lý sinh học luôn đóng vai trò quan trọng trong một hệ thống xử lý

nước thải giết mổ gia súc.

1.1.3.1. Công nghệ xử lý kỵ khí

22

a. Cơ sở của quá trình xử lý kỵ khí

Nguyên tắc của phương pháp này là sử dụng các vi sinh vật kỵ khí và

sinh vật tùy nghi để phân hủy các hợp chất hữu cơ và vô cơ có trong nước

thải, ở điều kiện không có oxi hòa tan với nhiệt độ, pH… thích hợp để cho các

sản phẩm dạng khí (chủ yếu là CO2, CH4). Quá trình phân hủy kỵ khí có thể

mô tả bằng sơ đồ tổng quát:

(CHO)n NS → CO2 + H2O + CH4 + NH4 + H2 + H2S + Tế bào mới

Một hệ thống xử lý kỵ khí có thể chịu được tải lượng hữu cơ cao, trong

khoảng 3,2 - 32 kg COD/m3/ngày tùy theo từng hệ thống [83]. Dựa theo hình

thức sinh trưởng của vi sinh vật trong hệ thống mà xử lý kỵ khí được phân

loại thành một số hệ thống điển hình sau:

Hình 1.3 Phân loại các phương pháp xử lý sinh học kỵ khí

Quá trình xử lý kỵ khí là quá trình tổng hợp của hàng loạt phản ứng

sinh hóa phức tạp nhưng có thể tổng hợp thành 4 giai đoạn chính như sau

[83]:

23

Hình 1.4 Các giai đoạn chính trong quá trình xử lý sinh học kỵ khí [83]

+ Giai đoạn 1: Thủy phân: Trong giai đoạn này, dưới tác dụng của

enzyme do vi khuẩn tiết ra, các phức chất và các chất không tan

(polysaccharides, protein, lipid) chuyển hóa thành các phức đơn giản hơn

hoặc chất hòa tan (đường, các amino acid, acid béo). Quá trình này xảy ra

chậm. Tốc độ thủy phân phụ thuộc vào pH, kích thước hạt và đặc tính dễ phân

hủy của cơ chất. Chất béo thủy phân rất chậm.

+ Giai đoạn 2: Acid hóa: Trong giai đoạn này, vi khuẩn lên men

chuyển hóa các chất hòa tan thành chất đơn giản như acid béo dễ bay hơi,

alcohols, acid lactic, methanol, CO2, H2, NH3, H2S và sinh khối mới. Sự hình

thành các acid có thể làm pH giảm xuống 4.0.

+ Giai đoạn 3: Acetic hóa (Acetogenesis): Vi khuẩn acetic chuyển hóa

các sản phẩm của giai đoạn acid hóa thành acetate, H2, CO2 và sinh khối mới.

+ Giai đoạn 4: Methane hóa (methanogenesis): Đây là giai đoạn cuối

của quá trình phân hủy kỵ khí. Acetic, H2, CO2, acid fomic và methanol

24

chuyển hóa thành methane, CO2 và sinh khối mới. Trong 3 giai đoạn thủy

phân, acid hóa và acetic hóa, CO2 hầu như không giảm, CO2 chỉ giảm trong

giai đoạn methane hóa. Một hệ thống xử lý kỵ khí điển hình có thành phần

các khí trong hỗn hợp khí sau xử lý như sau:

Bảng 1.5 Thành phần các khí trong biogas [23]

Khí %

50 - 75 CH4

25 - 50 CO2

0 - 10 N2

0 - 1 H2

0 - 3 H2S

0 - 0 O2

Tuy nhiên, sau quá trình xử lý nước thải, một phần biogas sẽ bị thất

thoát do các khí hòa tan vào nước và đi theo nước thải đầu ra [88]. Lượng khí

thất thoát này có thể không đáng kể so với tổng lượng biogas, tuy nhiên thành

phần CH4 trong đó lại là một lo ngại lớn đối với môi trường, vì CH4 có khả

năng gây hiệu ứng nhà kính gấp 72 lần CO2 (trong khoảng thời gian 20 năm),

25 lần trong 100 năm và 76 lần trong 500 năm. Thực tế, ngay tại thời điểm

ban đầu khi CH4 đi vào khí quyển, con số này còn có thể lên đến 100 lần

[41],[ 88]. Các con đường vận chuyển của CH4 được mô tả sơ bộ trong Hình

1.5.

25

Hình 1.5 Lượng CH4 thất thoát trong các quá trình xử lý [41]

Nói chung, các hệ thống xử lý kỵ khí có một số đặc điểm sau [83]:

Hệ thống không cần cung cấp Oxy  Tiêu tốn ít năng lượng. •

Tạo ra ít bùn sau quá trình xử lý. •

• Tạo ra một lượng lớn hỗn hợp khí sinh học (thành phần chính là CH4).

Xử lý không triệt để, tạo ra nhiều hợp chất hữu cơ trung gian. •

Thời gian khởi động dài (1 - 2 tháng hoặc hơn). •

Đòi hỏi bổ sung một lượng kiềm vào hệ thống (nếu cần). •

Hạn chế trong quá trình loại bỏ nitơ và phốt pho. •

Nhạy cảm với sự thay đổi của nhiệt độ các chất độc. •

Tạo ra mùi khó chịu và các khí ăn mòn. •

Thất thoát khí sinh học trong quá trình thu hồi và nước thải dòng ra. •

b. Tình hình nghiên cứu công nghệ kỵ khí trong xử lý nước thải giết mổ

Bashar và cộng sự [24] đã nghiên cứu công nghệ bể kỵ khí có vách

ngăn (Anaerobic baffed reactor - ABR) để xử lý nước thải từ lò giết mổ gia

súc Amman, một trong những lò giết mổ gia súc lớn nhất của Iran. Trong

nghiên cứu này, một bể phản ứng quy mô phòng thí nghiệm 10,45 L đã được

sử dụng, hiệu suất của hệ thống xử lý được đánh giá trong liên tục trong 152

26

ngày thông qua các chỉ tiêu ô nhiễm bao gồm COD, BOD, chất rắn. Trong

103 ngày đầu tiên, bể xử lý đã được vận hành tại nhiệt độ môi trường dao

động từ 15 đến 23°C, hiệu quả xử lý COD và tổng chất rắn đạt được lần lượt

là 70% và 33%. Sau đó, khi nhiệt độ bể phản ứng được kiểm soát ở 40°C, thì

hiệu quả xử lý COD và tổng số chất rắn được cải thiện rõ rệt đạt đến 90% và

44%. Tải trọng ô nhiễm biến động trong khoảng giá trị 0,2 đến 0,825

kg/m3/ngày. Đồng thời, việc tăng nhiệt độ bể phản ứng cũng đã làm tăng

lượng khí sinh học thu được đạt mức trung bình là 122 ml/ngày. Với hiệu quả

xử lý COD và khả năng thu hồi khí sinh học cao, công nghệ này có nhiều tiềm

năng khi áp dụng trong thực tế. Tuy nhiên, với yêu cầu vận hành ở 40oC, thì

bài toán kinh tế về chi phí năng lượng cần được xem xét kĩ khi tính toán công

nghệ.

Cũng sử dụng phương pháp kỵ khí nhưng Mohammed và cộng sự [75]

đã lựa chọn nghiên cứu một công nghệ truyền thống và được ứng dụng rộng

rãi đó là UASB. Trong nghiên cứu này, các tác giả đã tiến hành xác định ảnh

hưởng của tải lượng chất hữu cơ tới hiệu quả của quá trình phân hủy kỵ khí

nước thải giết mổ gia súc nhờ các vi sinh vật ưa ấm trong bể xử lý UASB.

Các hệ thống UASB quy mô phòng thí nghiệm dung tích 8L và 6L đã được sử

dụng và vận hành ở điều kiện 35oC. Có thể thấy, đối với quá trình xử lý kỵ

khí, các vi sinh vật ưa ấm đóng vai trò chính trong quá trình xử lý vì vậy mà

nhiệt độ thường được duy trì trong khoảng 25 - 40oC. Mười hai giá trị tải

lượng chất hữu cơ khác nhau đã được sử dụng trong nghiên cứu này và kết

quả phân tích cho thấy, hiệu quả xử lý COD cao nhất đã đạt được là 90% tại

tải lượng là 0,4 g/L/ngày và giảm xuống chỉ còn 50% khi tải lượng tăng lên

tới 15 g/L/ngày. Ngoài ra, nghiên cứu cũng đã lựa chọn thời gian lưu thủy lực

(HRT) tối ưu là 1 ngày với hiệu suất xử lý COD đạt được là trên 70%, với

nồng độ chất rắn lơ lửng trong nước đầu vào là 1.955 mg/L thì hiệu suất xử lý

27

đạt được 70%. Tuy nhiên, nồng độ COD sau xử lý vẫn còn duy trì ở mức cao

>200 mg/L, giá trị này cao hơn giá trị yêu cầu theo tiêu chuẩn của Malaysia là

nơi thực hiện thí nghiệm, do đó, cần có thêm các biện pháp tiền xử lý và xử lý

kết hợp để có thể đạt được hiệu quả xử lý như mong muốn.

Một hạn chế của quá trình phân hủy kỵ khí trong bể UASB đó là hiệu

quả của hệ thống có thể bị ảnh hưởng nhiều khi mà nồng độ các chất rắn hữu

cơ lửng trong nước thải cao như nước thải giết mổ gia súc. Vì vậy, tác giả

Ronaldo [46] đã đề xuất quá trình xử lý kỵ khí 2 bậc, là sự kết hợp của bể

phản ứng kỵ khí giá thể cố định dòng chảy đứng (HAFBR), sử dụng các giá

thể làm từ tre và bể UASB. Trong đó, bể đầu tiên có nhiệm vụ thủy phân một

phần vật liệu hữu cơ phức tạp và bể còn lại sẽ phân hủy nốt các hợp chất hòa

tan được hình thành trong bể thứ nhất. Với giá trị tải lượng chất hữu cơ và

thời gian lưu thủy lực của 2 bể HAFBR và UASB lần lượt là 8,46 và 3,77

kg/m3/ngày và 0,53 và 0,98/ngày thì hiệu suất xử lý đạt được sau 150 ngày thí

nghiệm đối với chỉ tiêu COD; và chất rắn lơ lửng lần lượt là 31 và 23% với

HAFBR và 79 và 63% với UASB. Theo đó, mặc dù hiệu quả xử lý COD của

cả hệ thống HAFBR/UASB đạt được là 84 - 86%, tuy nhiên, việc kết hợp 2

công nghệ này làm tăng mức độ phức tạp cho quá trình vận hành hệ thống,

trong khi hiệu quả xử lý không được cải thiện đáng kể và trong khi thời gian

để khởi động hệ thống vẫn dài. Wolfgang và cộng sự [86] cũng đã tiến hành

nghiên cứu công nghệ bể kỵ khí giá thể cố định có quy mô 2,8 m3 để xử lý

nước thải giết mổ gia súc. Đặc biệt, nghiên cứu sử dụng giá thể từ tre, có giá

thành rẻ và phù hợp cho các nước kém phát triển. Mặc dù so với giá thể từ các

loại nguyên liệu khác thì giá thể từ tre có độ xốp và bề mặt riêng thấp hơn,

hiệu quả xử lý COD tối đa vẫn đạt được 95% với tải lượng hữu cơ là 1 kg

COD/m3/ngày và thời gian lưu thủy lực là 7,5 ngày. Ở giá trị tải lượng hữu cơ

cao hơn là 4 kgCOD/m3/ngày thì hiệu suất đạt được là 75% với thời gian lưu

28

là 2 ngày. Ngoài ra, nước sau xử lý có tỉ lệ COD/TN là 6,67, phù hợp để có

thể xử lý nốt các thành phần dinh dưỡng bằng quá trình xử lý thiếu khí. Có

thể thấy, việc sử dụng vật liệu xử lý giá rẻ có thể giúp làm giảm chi phí vận

hành của hệ thống, rất phù hợp với những nước đang phát triển.

Gần đây, một loại công nghệ kỵ khí khác đã dành được sự quan tâm và

được cho là rất phù hợp để xử lý nước thải từ quá trình giết mổ gia súc đó là

công nghệ bể kỵ khí theo mẻ (ASBR). Theo đó, Myra [76] đã sử dụng một hệ

ASBR quy mô phòng thí nghiệm với dung tích 10 L để đánh giá tính khả thi

của công nghệ này trong xử lý nước thải giết mổ gia súc. Nghiên cứu đã khảo

sát và lựa chọn thời gian vận hành thích hợp cho mỗi chu kỳ (24 giờ) lần lượt

là: làm đầy (0,5 giờ), phản ứng (16 giờ), lắng (7 giờ), và thu nước (0,5 giờ).

Nước thải sau bể xử lý tiếp tục được dẫn qua bể lọc dùng than hoạt tính để

nâng cao hiệu quả xử lý. Khả năng xử lý của hệ ASBR như sau: xử lý được

94% COD ứng với nồng độ COD sau xử lý là 116 mg/L, 54% chất rắn lơ

lửng, 58% độ đục và 53% độ màu. Sau quá trình lọc bằng than hoạt tính thì

nồng độ COD tiếp tục giảm xuống còn 76 mg/L.

Các kết quả nghiên cứu trên cho thấy, các phương pháp xử lý kỵ khí

hiện nay đều cho thấy khả năng xử lý tốt đối với loại nước thải có nồng độ ô

nhiễm chất hữu cơ cao như nước thải giết mổ gia súc. Tuy nhiên, để có thể xử

lý triệt để các thành phần ô nhiễm khác như các chất dinh dưỡng thì cần kết

hợp với các công nghệ tiền xử lý, và công nghệ xử lý sinh học (như xử lý hiếu

khí) và hóa lý khác (như oxy hóa bậc cao, lọc màng,...). Vì vậy, việc lựa chọn

và tính toán thiết kế công nghệ xử lý kỵ khí phù hợp sẽ cần phải cân nhắc kỹ

lưỡng tới các yếu tố kinh tế kỹ thuật dựa trên đặc tính của từng cơ sở giết mổ

đặc biệt là quỹ đất cho xây dựng và chi phí vận hành.

29

Bảng 1.6 Tổng quan một số nghiên cứu ứng dụng công nghệ sinh học kỵ khí xử lý nước thải lò giết mổ trên thế giới

Công nghệ Đối tượng xử lý Quy mô Hiệu quả xử lý Tài liệu trích dẫn

thải lò mổ xử

Nước Amman (Iran) lý tích [24] Công nghệ bể kỵ khí có vách baffed (Anaerobic ngăn reactor - ABR) Bể dung 10,45L

COD với nồng độ đầu vào 2.200- 2.500 mg/L - 70% ở (15-23oC) - 90% ở 40oC

UASB tải trọng 0,4 [75] Nước thải lò mổ tại Selangor, Malaysia Bể lý xử dung tích 8L COD: 90% ở kgCOD/L.ngày

xử

Xử lý kỵ khí 2 bậc HAFBR- UASB Nước thải giết mổ lợn tại một cơ sở ở Québec lý tích

Bể dung 42L HAFBR: tải lượng chất hữu cơ là 3,77 kg/m3/ngày với hiệu suất xử lý COD 31% [46]

UASB: tải lượng chất hữu cơ là 0,98 kg/m3/ngày với hiệu suất xử lý COD 79%

tải trọng 1 AFBR

Nước thải từ lò mổ tại Braunschweig, Đức Bể dung tích 2,8 m3 COD: 95 % ở kgCOD/m3.ngày [86]

ASBR [76] Bể dung tích 10 L COD: 94% với nồng độ đầu vào 1.317-1.577 mg/L

Nước thải từ nhà máy chế biến thực phẩm tại Philipines

30

1.1.3.2. Công nghệ xử lý hiếu khí

a. Cơ sở của quá trình phân hủy hiếu khí

Nguyên tắc của phương pháp là sử dụng các vi sinh vật hiếu khí phân

hủy các chất hữu cơ trong nước thải trong điều kiện có đầy đủ oxy hòa tan ở

nhiệt độ, pH… thích hợp. Quá trình phân hủy hiếu khí có thể mô tả bằng sơ

đồ tổng quát:

+ + H2S + Tế bào vi sinh vật + ... ΔH

(CHO)nNS + O2 → CO2 + H2O + NH4

Thực chất quá trình phân hủy chất hữu cơ bằng phương pháp hiếu khí

+. Cũng như xử lý kỵ khí, trong xử lý hiếu khí, các chất hữu

là quá trình lên men bằng vi sinh vật trong điều kiện có oxy để cho sản phẩm

là CO2, H2O, NH4

cơ có phân tử lượng lớn và cấu trúc phân tử phức tạp như protein, tinh bột,

chất béo… sẽ bị phân hủy thành các chất đơn giản là các đơn phân gồm axit

amin, axit hữu cơ và đường đơn,… Các chất đơn giản này sẽ đi qua màng tế

bào và cơ chế của quá trình xử lý hiếu khí gồm 3 giai đoạn:

+ Giai đoạn 1: Oxi hóa các chất hữu cơ

CxHyOzN + (x + y/4 + z/3 + ¾) O2 → xCO2 + [(y-3)/2] H2O + NH3

+ Giai đoạn 2: Tổng hợp xây dựng tế bào mới (Quá trình đồng hóa)

CxHyOzN + NH3 + O2 → xCO2 + C5H7NO2

+ Giai đoạn 3: Phân hủy nội bào (Quá trình dị hóa)

C5H7NO2 + 5O2 → xCO2 + H2O

Dựa trên trạng thái tồn tại của vi sinh vật, xử lý hiếu khí cũng được

phân chia như Hình 1.7.

Bên cạnh đó, quá trình xử lý hiếu khí còn có sự tham gia của các vi

sinh vật oxy hóa amoni và nitrit, các chủng vi sinh vật này có nhiệm vụ xử lý

các hợp chất của nitơ thông qua quá trình nitrat hóa. Phương trình chuyển hóa

tổng quát cho quá trình này là:

+ + 1,3O2 → NO2

- + 2H+ + H2O

NH4

31

-

- + 0,5O2 → NO3

NO2

+ + 2O2 → NO3

- + 2H+ + H2O

Phương trình tổng: NH4

Khi tính đến quá trình tổng hợp sinh khối mới của các vi sinh vật thì

phương trình này có dạng:

+ + 1,82O2 + 2,02HCO3

- 0,021C5H7O2N + NO3

- + 1,92 H2CO3 +

1,02NH4

1,06 H2O [72]

Để loại bỏ nitrat trong nước, sau công đoạn nitrat hóa amoni là khâu

khử nitrat sinh hóa nhờ các vi sinh vật dị dưỡng trong điều kiện thiếu khí

anoxic. Các vi khuẩn ở đây là dị dưỡng nghĩa là nguồn cacbon hữu cơ để tạo

nên sinh khối mới. Nitrit và nitrat sẽ chuyển thành dạng khí N2 [72] Quá trình

khử nitrat hóa là tổng hợp của bốn phản ứng nối tiếp nhau:

NO3 → NO2→ NO → N2O →N2

- và các chất cho điện

Quá trình này đòi hỏi nguồn cơ chất, chúng có thể là chất hữu cơ phổ

biến là axit axetic, H2 và S. Khi có mặt đồng thời NO3

- nhận điện tử và khử về N2.

tử, chất cho điện tử bị oxy hóa, đồng thời NO3

Vi khuẩn tham gia vào quá trình khử nitrat bao gồm: Bacilus,

Pseudoomnas, Methanomanas, Paracocas, Spiritum, Thiobacilus.

Trong các hệ thống xử lý hiếu khí, quá trình phân hủy sinh học xảy ra

khi vi sinh vật tiếp xúc với các chất hữu cơ trong nước thải trong điều kiện

sục khí liên tục. Việc sục khí nhằm đảm bảo phân phối đều các chất hữu cơ ô

nhiễm và cung cấp đầy đủ lượng oxy một cách liên tục sao cho nồng độ oxy

hòa tan trong nước (DO) đạt 1-3 mg/L, nếu DO < 0,5 mg/L, quá trình phân

hủy sinh học xảy ra là không đáng kể. Nhiệt độ và pH của hệ thống xử lý

cũng có ảnh hưởng rất lớn đến quá trình phân hủy sinh học. Dải pH trong

khoảng 6.0 - 9.0 và nhiệt độ trong khoảng 15 - 40oC [83] sẽ có lợi hơn cho

quá trình phân hủy sinh học. Ngoài ra, quá trình xử lý hiếu khí còn phụ thuộc

vào nồng độ các muối vô cơ, lượng SS trong dòng vào của bể xử lý cũng như

32

các loài vi sinh vật và thành phần, cấu trúc của các chất hữu cơ ô nhiễm [10].

Trong tự nhiên, oxy chỉ hòa tan trong nước một lượng nhỏ, vì vậy,

trong hệ thống xử lý hiếu khí phải luôn đảm bảo lượng oxy hòa tan có đủ cho

vi sinh vật sử dụng để phát triển. Quá trình hòa tan oxy vào nước dựa trên sự

chênh lệch gradient nồng độ ở bề mặt tiếp xúc giữa pha khí và pha lỏng.

Gradient này được tạo ra khi có sự khác biệt về sự cân bằng nồng độ giữa hai

pha. Nồng độ hòa tan bão hòa của oxy thay đổi theo nhiệt độ, áp suất, độ mặn

của nước và độ sạch của nước. Vì vậy, hệ thống xử lý hiếu khí phải tạo điều

kiện để tối đa hóa bề mặt tiếp xúc giữa pha khí và pha lỏng để tăng tỷ lệ oxy

hòa tan vào nước. Nếu điều kiện về trạng thái ổn định được duy trì, tức là tốc

độ hòa tan oxy vào nước sẽ bằng hoặc lớn hơn tốc độ sử dụng oxy hòa tan của

vi sinh vật [44]. Vì vậy, trong xử lý hiếu khí, oxy hòa tan trong nước cần phải

được duy trì ở mức 1 - 3 mg/L vì lượng oxy hòa tan cần thiết mỗi ngày cho

một gam MLVSS là 2 - 7 g [83]. Phương pháp thường dùng để tối ưu hóa

lượng oxy hòa tan là sục khí. Và để đảm bảo được nồng độ oxy như trên, nhu

cầu năng lượng cần thiết để vận hành thiết bị sục khí sẽ nằm trong khoảng

0,465 - 0,931 kW/m3 tùy thuộc phương pháp xử lý và kích thước bể. Còn với

các hệ thống sục khí đã được thương mại hóa thì công suất từ 0,005 - 2,8

kW/m3 [31] sẽ đảm bảo để phục vụ cho các yêu cầu khác nhau của từng hệ

thống xử lý.

Tốc độ sử dụng oxy hòa tan của vi sinh vật phụ thuộc vào [83]:

• Tỷ số giữa thức ăn (chất hữu cơ có trong nước thải) và lượng vi sinh

vật: F/M

• Nhiệt độ

• Tốc độ sinh trưởng của vi sinh vật

• Hàm lượng oxy hòa tan

• Hàm lượng các hợp chất cấu tạo tế bào

33

• Nồng độ tích tụ của các sản phẩm trao đổi chất

Khác với quá trình xử lý kỵ khí, tải trọng hữu cơ trong xử lý hiếu khí

thường thấp hơn nên nồng độ các chất bẩn hữu cơ trong nước thải thường

trong khoảng 500 - 1.500 mg/L. Ngoài ra, trong nước thải cũng cần có đủ các

nguyên tố vi lượng, nguyên tố dinh dưỡng. Thông thường các nguyên tố vi

lượng như K, Na, Mg, Ca, Mn, Fe, Mo, Ni, Co, Zn, Cu, S, Cl… thường có đủ

trong nước thải. Tùy theo hàm lượng chất hữu cơ trong nước thải mà yêu cầu

về nồng độ các nguyên tố dinh dưỡng cần thiết là khác nhau. Thông thường

cần duy trì các nguyên tố dinh dưỡng theo một tỷ lệ thích hợp: BOD toàn

phần: N: P = 100: 5: 1 hay COD: N: P = 150: 5: 1 [10].

Sản phẩm chính sau quá trình xử lý hiếu khí chính là sinh khối vi sinh

vật (hay bùn tạo thành) và lượng CO2 tạo ra. Có một yếu tố quan trọng quyết

định tỷ lệ giữa hai sản phẩm này đó chính là tỷ lệ F/M. Mối quan hệ giữa

nồng độ cơ chất và sự phát triển của VSV được thể hiện trong Hình 1.6.

Hình 1.6 Mối quan hệ giữa nồng độ cơ chất và sự phát triển của vi

sinh vật [24]

Ở nồng độ BOD cao, dẫn đến sự tích lũy sinh khối lớn, CO2 trong BOD

sẽ được các vi sinh vật sử dụng một phần cho quá trình tổng hợp tế bào, một

phần cho hô hấp nội bào. Vì vậy, trong hệ thống có BOD cao, không chỉ tốc

34

độ tăng trưởng lớn hơn mà tỷ lệ chuyển đổi BOD thành sinh khối/BOD thành

Sinh khối

Bùn

Hô hấp tổng hợp

ý l ử x

Hô hấp nội bào

c ợ ư đ D O B ệ l ỉ

T

CO2 cũng lớn hơn rất nhiều so với hệ có BOD thấp [24].

BOD cao

BOD thấp

Hình 1.7 So sánh các chỉ số trong hệ thống có BOD cao và BOD thấp [24]

Hệ thống xử lý hiếu khí có một số đặc điểm sau [83]:

 Tải trọng ô nhiễm xử lý ở mức thấp hơn nhiều lần so với kỵ khí,

BOD trong khoảng 500 - 1.500 mg/L. Nhạy cảm với quá trình thay đổi đột

ngột về tải trọng.

 Cần xây dựng hệ thống có thể tích công trình lớn, tốn nhiều chi phí

cho xây dựng công trình và đầu tư thiết bị.

 Tốn chi phí cho vận hành hệ thống sục khí.

 Xử lý triệt để hơn so với xử lý kỵ khí và chất nhận điện tử cuối cùng

là oxy thay vì là một hợp chất hữu cơ trung gian.

 Lượng sinh khối tạo ra lớn hơn gấp nhiều lần trong xử lý kỵ khí.

 Thời gian khởi động hệ thống ngắn: 1 - 2 tuần.

 Có hiệu quả trong quá trình xử lý nitơ và phốt pho.

35

 Ít gây áp lực về khí nhà kính đối với môi trường (do không tạo ra

CH4).

Nhìn chung, có thể so sánh khái quát 2 phương pháp xử lý trên như sau:

Hình 1.8 So sánh sơ bộ phương pháp xử lý sinh học hiếu khí và kỵ khí [35]

Như vậy, phương pháp xử lý sinh học hiếu khí xử lý triệt để hơn và tạo

thành lượng sinh khối gấp 6 - 12 lần so với phương pháp xử lý sinh học kỵ

khí. Tuy vậy, xử lý hiếu khí cần tiêu tốn năng lượng cho quá trình cấp khí và

đảo trộn, sẽ làm gia tăng chi phí xử lý trong toàn bộ quá trình xử lý.

b. Tình hình nghiên cứu công nghệ hiếu khí trong xử lý nước thải

giết mổ gia súc

Quá trình xử lý hiếu khí có sự tham gia của các vi sinh vật tự dưỡng và

dị dưỡng với các vai trò khác nhau trong quá trình xử lý. Trong khi các vi

khuẩn dị dưỡng sử dụng nguồn cacbon hữu cơ làm nguồn cacbon cho chúng

thì các vi sinh vật tự dưỡng lại sử dụng nguồn cacbon vô cơ và tham gia quá

trình xử lý các hợp chất của nitơ trong nước thải. Do những yêu cầu về nồng

độ oxy và thời gian xử lý, thường phù hợp với nước thải tải trọng hữu cơ thấp

36

(COD <1.000 mg/L) mà các quá trình xử lý hiếu khí chủ yếu được đặt sau các

công trình xử lý kỵ khí [26]. Hiện nay có nhiều các công nghệ xử lý hiếu khí

khác nhau được nghiên cứu cho đối tượng nước thải giết mổ gia súc trong đó

có thể kể đến: công nghệ bùn hoạt tính, công nghệ đất ngập nước, công nghệ

bể lọc giá thể chuyển động (MBBR), công nghệ xử lý theo mẻ (SBR).

Bùn hoạt tính đã được phát triển từ đầu những năm 1900 và đến nay đã

trở thành một trong những công nghệ xử lý nước thải phổ biến nhất và có thể

được áp dụng để xử lý nước thải giết mổ gia súc. Để khắc phục hiện tượng

bùn nổi (bulking) có thể làm ảnh hưởng tới hiệu quả của hệ thống xử lý nước

thải giết mổ gia súc, Mutairi [23] đã nghiên cứu ứng dụng bể selector hiếu khí

và thay đổi một số thông số thiết kế vận hành bao gồm tăng thể tích của bể

sục khí, điều chỉnh chế độ cấp nước thải đầu vào. Khi tiến hành so sánh hoạt

động của bể phản ứng trước và sau khi thực hiện các thay đổi, kết quả cho

thấy, bể selector hiếu khí đã giúp cải thiện đáng kể khả năng lắng của bùn

hoạt tính, giảm việc phụ thuộc vào các loại hóa chất bổ sung để kiểm soát vi

sinh vật dạng sợi và sự rửa trôi của sinh khối. Nghiên cứu loại bỏ một số loại

thuốc kháng sinh như enrofloxacin và tetracycline từ nước thải của lò giết mổ

gia súc đã được thực hiện bởi Carvalho [36]. Kết quả cho thấy, các loại thuốc

trên có thể được xử lý thông qua việc bị hấp thu bởi sinh khối vi sinh vật và

bởi một số chất hữu cơ trong nước thải. Cụ thể, quá trình bùn hoạt tính có thể

xử lý được 68% enrofloxacin và 72% tetracycline khỏi nước thải.

Bể hiếu khí sử dụng giá thể chuyển động (MBBR) là một dạng công

nghệ cải tiến của công nghệ bùn hoạt tính hiếu khí truyền thống. Công nghệ

MBBR giúp nâng cao khả năng chịu sốc tải, giảm yêu cầu về thể tích bể trong

khi không đòi hỏi quá trình rửa ngược hay hoàn nguyên. Trong khi tạo điều

kiện thuận lợi cho cả các vi sinh vật tự dưỡng và dị dưỡng cùng phát triển,

giúp nâng cao hiệu quả xử lý của bể sinh học.

37

Baddour và cộng sự [27] đã nghiên cứu hiệu quả hoạt động của công

nghệ MBBR trong xử lý nước thải giết mổ. Nghiên cứu tập trung xác định

hiệu suất xử lý các chất rắn lơ lửng và các chất hữu cơ và dinh dưỡng, trong

--N là 51% và

giai đoạn thích nghi của bùn hoạt tính. Kết quả cho thấy, sau một tháng thích

3- là 34%. Mặc dù hiệu quả xử lý là tương đối cao, nhưng hệ thống yêu

nghi, bể phản ứng đã đạt được hiệu quả xử lý COD là 94%, NO3

PO4

cầu thời gian khởi động tương đối dài và đòi hỏi người vận hành cần có trình

độ nhất định.

Một dạng cải tiến khác của quá trình bùn hoạt tính hiếu khí đó là bùn

hạt hoạt tính hiếu khí (AGS) cũng dành được sự quan tâm trong những năm

gần đây bởi khả năng xử lý đa dạng và hiệu quả các loại nước thải khác nhau

trong đó có nước thải giết mổ gia súc. Yali Liu và cộng sự [68] đã tiến hành

nghiên cứu ở quy mô phòng thí nghiệm để khảo sát sự hình thành và đặc điểm

của bùn hạt hiếu khí khi tham gia vào quá trình loại bỏ các chất dinh dưỡng

sinh học của nước thải giết mổ gia súc. Kết quả thí nghiệm cho thấy, hiệu suất

loại bỏ COD, amoni và phốt phát được tăng cường với quá trình tạo hạt bùn

và hiệu quả loại bỏ của chúng đạt được lần lượt 95,1%, 99,3% và 83,5%. Bùn

hạt hiếu khí đã trưởng thành sau 90 ngày vận hành có chưa tỉ lệ lớn các hợp

chất giống như protein. Đồng thời, tỷ lệ khối lượng của protein và polysacarit

(PN/PS) được tăng lên 2,5 từ 1,7. Các hạt có kích thước hạt 0,6 - 1,2 và 1,2 -

1,8 mm, chiếm tới 69,6% tổng khối lượng sinh khối trong bể xử lý, điều này

là có lợi cho sự phát triển của vi khuẩn oxy hóa amoni (AOB) và vi khuẩn

oxy hóa nitrat (NOB), và tỷ lệ nhu cầu oxy riêng (SOUR) tương ứng của

AOB và NOB lần lượt là 31,4 và 23,3 mg O2/g MLSS. Tuy nhiên để có thể

đạt được trạng thái ổn định của hạt bùn thì cũng cần quá trình khởi động

tương đối dài so với các quá trình xử lý hiếu khí thông thường khác và từ đó

làm tăng chi phí đầu tư của hệ thống.

38

Có thể thấy trên thế giới, việc nghiên cứu, cải tiến các công nghệ xử lý

từ quá trình xử lý truyền thống như quá trình xử lý hiếu khí đã được tiến hành

từ rất sớm và nhiều công nghệ phát triển thành công. Các kết quả nghiên cứu

này cũng cho thấy, các công nghệ xử lý dựa trên quá trình xử lý hiếu khí bằng

bùn hoạt tính vẫn là công nghệ xử lý hữu hiệu và có vai trò quan trọng trong

các hệ thống xử lý nước thải giết mổ.

39

Bảng 1.7 Tổng quan một số nghiên cứu ứng dụng công nghệ sinh học hiếu khí xử lý nước thải lò giết mổ trên thế giới

Công nghệ Đối tượng xử lý Quy mô Hiệu quả xử lý Tài liệu trích dẫn

Aerotank được bổ sung ngăn hiếu khí chọn lọc Hệ thống xử lý 360 m3/ngày. [23]

Nước thải từ nhà máy xử lý nước thải giết mổ Hawally. Giúp cải thiện khả năng lắng của bùn, kiểm soát được hiện tượng bùn nổi.

SBR [36] Nước thải lò mổ công suất 200 con/ngày. Bể xử lý dung tích 5L.

Hệ thống có khả năng xử lý 68% enrofloxacin và 77% tetracycline (các loại thuốc thú y)

Nước thải giết mổ. COD: 94,1% MBBR [27] Bể xử lý dung tích 126L.

COD: 95,1%. AGS

Nước thải từ nhà máy chế biến thịt. Bể dung tích 100L. [68] Amoni: 99,3%

Phốt phát: 83,5%.

40

1.1.4. Tổng quan các nghiên cứu tại Việt Nam về công nghệ sinh học trong

xử lý nước thải giết mổ

Vấn đề ô nhiễm môi trường do hoạt động giết mổ gia súc nói chung đã

được chú ý từ nhiều năm nay và để giải quyết các vấn đề này, đã có nhiều đề

án quy hoạch cơ sở giết mổ trên nhiều tỉnh/thành trên cả nước đã được phê

duyệt. Song song với đó, nhiều công trình nghiên cứu khoa học trong nước

cũng đã và đang được thực hiện nhằm giới thiệu và chứng minh tiềm năng

của các công nghệ mới có thể được ứng dụng để xử lý nước thải từ các lò giết

mổ trong điều kiện tự nhiên và kinh tế của Việt Nam.

Lê Công Nhất Phương và cộng sự [13] đã tập trung nghiên cứu xử lý

amoni trong nước thải giết mổ bằng công nghệ nitrat hóa một

phần/Anammox, một công nghệ đang dành được sự chú ý trên thế giới trong

thời gian gần đây. Nghiên cứu sử dụng một bể phản ứng có lớp giá thể cố

định làm từ nhựa acrylic và sợi bông tằm, và tạo điều kiện thuận lợi cho 2

nhóm vi khuẩn Nitrosomonas và Anammox cùng tham gia vào quá trình xử

+-N/m3/ngày và

lý. Sau một thời gian thí nghiệm, kết quả vận hành mô hình đã đạt được như

+-N/m3/ngày. Mặc dù kết quả phân tích đã cho

sau hiệu suất xử lý amoni đạt 92% ở tải trọng 0,04kg NH4

87,8% ở tải trọng 0,14kg NH4

thấy hiệu quả xử lý của công nghệ nitrat hóa một phần/Anammox là rất tốt,

tuy nhiên bản thân công nghệ Anammox được biết đến là có yêu cầu về trình

độ vận hành cao do yêu cầu về việc kiểm soát chặt chẽ các thông số vận hành,

chính vì vậy, sẽ rất khó để ứng dụng công nghệ này ở quy mô của các cơ sở

giết mổ tập trung.

Cũng sử dụng giá thể bằng vật liệu polymer tổng hợp, Ngô Thị Phương

Nam [12] đã nghiên cứu xử lý nước thải giết mổ bằng quá trình xử lý hiếu

khí. Mục tiêu của nghiên cứu này đó là sử dụng vật liệu màng tạo môi trường

thuận lợi cho các vi sinh vật bám dính, từ đó duy trì được nồng độ bùn hoạt

41

tính cao trong bể xử lý. Theo đó, ở thời điểm cuối thí nghiệm, nồng độ bùn

trong bể đạt được 4.620 mg/L, trong đó, nồng độ sinh khối vi sinh vật là

3.640 mg/L. Tương ứng với đó, hiệu quả xử lý của hệ thống đạt được gần

90% với tải trọng là 0,56 kgCOD/m3/ngày. Tuy nhiên, thí nghiệm lại chỉ được

tiến hành với nước thải đã pha loãng có nồng độ COD tương ứng là 560

mg/L. Vì vậy, vẫn chưa đánh giá hết được ảnh hưởng của tải trọng ô nhiễm

tới hiệu quả xử lý.

Lê Hoàng Việt và cộng sự [21] đã tiến hành nghiên cứu ứng dụng hai

công nghệ đĩa quay sinh học và lồng quay sinh học trong xử lý nước thải giết

mổ gia súc. Mục tiêu của nghiên cứu đó là đánh giá và so sánh hiệu quả xử lý

nước thải giết mổ gia súc của hai công nghệ trên, xác định được các thông số

thiết kế và vận hành của chúng để có thể đưa công nghệ vào thực tiễn. Kết

quả phân tích cho thấy, hiệu quả xử lý đối với tất cả các chỉ tiêu theo dõi:

COD, BOD, TN, TP, amoni, nitrat của lồng quay sinh học cao hơn so với

hiệu quả của đĩa quay sinh học. Theo đó, ở thời gian lưu nước là 6 giờ, lồng

quay sinh học cho khả năng xử lý COD lên tới 96,2%, tổng nitơ và tổng phốt

pho lần lượt là 73,6 và 86,5%. Ngoài ra, nghiên cứu cũng thử nghiệm việc xử

lý nước thải bằng cách kết hợp cả 2 công nghệ và thấy được sự cải thiện về

hiệu quả xử lý. Mặc dù hiệu quả xử lý là tương đối cao, công nghệ này lại

không phù hợp với những cơ sở giết mổ có nguồn nước thải biến thiên lớn,

đồng thời đây cũng là những công nghệ tiêu thụ lượng điện năng cao hơn quá

trình hiếu khí thông thường do sử dụng bộ phận đĩa quay. Đặc biệt là công

nghệ này rất tốn diện tích khi mà trong bể xử lý có dung tích là 52,5L thì

lượng nước thải có thể được xử lý chỉ là 5L, phần còn lại là để bố trí các bộ

phận đĩa quay.

Kỹ thuật kỵ khí có vách ngăn (ABR) đã được nghiên cứu bởi nhóm tác

giả Nguyễn Thị Vân Trang [17] để xử lý các hợp chất hữu cơ trong nước thải

42

giết mổ gia súc. Hệ thống thí nghiệm được khởi động trong vòng 3 tháng với

nồng độ COD đầu vào là 1.000 mg/L. Sau đó tải lượng chất hữu cơ đã được

điều chỉnh trong khoảng 3 - 8 kgCOD/m3/ngày để đánh giá khả năng xử lý

của hệ thống. Kết quả cho thấy, ở thời gian lưu nước ngắn (2 giờ) hiệu quả xử

lý COD đã đạt được cao nhất là 52,6% ở tải trọng 3,1 kg COD/m3/ngày, khi

tăng thời gian lưu nước lên 6 tiếng, hiệu quả này đã tăng lên tới gần 90%.

Ngoài ra, Luận án cũng đã theo dõi được sự thay đổi về nồng độ amoni trong

nước thải khi quá trình xử lý diễn ra. Cụ thể, sau 2 giờ xử lý, nồng độ amoni

đã chiếm 60 - 70 % tổng nitơ trong bể phản ứng, hiệu suất chuyển hóa nitơ

hữu cơ về amoni của cả hệ đạt tới 80 - 90%. Chính bởi vậy, để đảm bảo chất

lượng nước sau xử lý đạt tiêu chuẩn, nước thải vẫn cần được xử lý tiếp bằng

các công trình xử lý sinh học hoặc hóa lý để có thể xử lý triệt để các thành

phần ô nhiễm này.

Vấn đề xử lý nước thải giết mổ gia súc đã dành được sự quan tâm chú ý

của các nhà khoa học ở Việt Nam. Nhiều công nghệ khác nhau đã được

nghiên cứu trên đối tượng nước thải giết mổ gia súc và bước đầu đều đã thu

được hiệu quả xử lý tốt đối với các chỉ tiêu ô nhiễm đặc trưng của nước thải

giết mổ gia súc. Đây là tiền đề quan trọng để thực hiện các nghiên cứu ở quy

mô lớn hơn trong tương lai sử dụng các công nghệ này.

43

Bảng 1.8 Tổng quan một số nghiên cứu ứng dụng công nghệ sinh học xử lý nước thải lò giết mổ tại Việt Nam

+-N:

Tài liệu Công nghệ Đối tượng xử lý Quy mô Hiệu quả xử lý trích dẫn

10-30 L/ngày NH4

Nước thải lò mổ sau xử lý yếm khí

[13] Nitrat hóa một phần/Anammox trong bể phản ứng có lớp giá thể cố định

- 92% ở tải trọng 0,04 kgN-NH4/m3/ngày - 87,8% ở tải trọng 0,14 kgN-NH4/m3/ngày

2,5 L/ngày

Nước thải lò mổ gia súc tập trung T-N: 29,9% ứng với đầu vào là 33 mgN/L [12] Quá trình sinh học hiếu khí thể bám trên vật liệu polymer tổng hợp

COD: 90% ở tải trọng 0,56 kgCOD/m3/ngày

T-N: 78,89%

+-N: 96,33%

Đĩa quay sinh học và lồng quay sinh học Bể xử lý dung tích 52,5L [20] COD: 96,95% Nước thải giết mổ gia súc từ một xí nghiệp thực phẩm NH4

Yếm khí có vách ngăn (ABR) tích

Nước thải từ lò mổ Khương Đình Bể dung 3,3L COD: 90% ở tải trọng 3,1 kgCOD/m3/ngày

[17]

Hiệu suất chuyển hóa chất hữu cơ về amoni đạt 80- 90%

44

1.2. Tổng quan về công nghệ sinh học sử dụng vi sinh vật tại chỗ

1.2.1. Cơ sở khoa học

Hoạt động hiệu quả của các hệ thống xử lý sinh học phụ thuộc rất nhiều

vào các vi sinh vật có hoạt tính cao tham gia trong bể xử lý, hay chính là tỷ lệ

vi sinh vật có thể thích nghi/nhạy cảm với chất gây ô nhiễm có thể được xử lý

(tùy thuộc vào cả tính chất hóa học và nồng độ của nó). Các vi sinh vật có thể

phân hủy nhiều chất gây ô nhiễm hữu cơ và có thể thích nghi với nhiều môi

trường khắc nghiệt khác nhau. Tuy nhiên, có nhiều chất gây ô nhiễm do con

người tạo ra (xenobiotic) hoặc tự nhiên không dễ bị phân hủy về mặt sinh học,

thậm chí trong thời gian dài.

Như vậy, một trong những nguyên nhân có thể khiến hiệu quả xử lý của

quá trình sinh học không đạt được như mong muốn đó là do nồng độ sinh

khối của các vi sinh vật có ích tham gia vào quá trình xử lý là không đủ. Và

trong trường hợp này, việc sử dụng phương pháp như bổ sung các vi sinh vật

đã được tuyển chọn có khả năng phân hủy các hợp chất chính với nồng độ cao

có thể làm cải thiện hiệu suất tổng thể của các hệ thống xử lý sinh học.

Tuy nhiên, các vi sinh vật được bổ sung cũng cần phải được lựa chọn

để phù hợp với đối tượng nước thải cần xử lý. Giữa vi sinh vật được bổ sung

với môi trường sinh học và các yếu tố phi sinh học mới có những mối liên hệ

có thể quyết định tới khả năng sinh tồn, sinh trưởng và phát triển của vi sinh

vật đó, từ đó ảnh hưởng trực tiếp tới hiệu quả của quá trình xử lý. Các kết quả

nghiên cứu đã cho thấy, cách thức hữu hiệu nhất để giảm thiểu những tác

động của mối quan hệ trên đó là tìm kiếm phân lập tuyển chọn các vi sinh vật

có hoạt tính phù hợp với đối tượng cần phân hủy tại nguồn ô nhiễm cần xử lý

và bổ sung các vi sinh vật sống tại khu vực bị ô nhiễm hay tại môi trường có

tính chất tương tự [57].

45

Như vậy, bản chất của việc bổ sung các vi sinh vật tại chỗ là bổ sung

những vi sinh vật có khả năng tham gia vào quá trình chuyển hóa các loại chất

ô nhiễm chính trong nước thải, tận dụng khả năng đồng hóa các nguồn cơ chất

khác nhau của chúng để loại bỏ các thành phần ô nhiễm trong nước thải. Ví

dụ như có rất nhiều loài vi sinh vật có khả năng phân hủy chất béo, điển hình

như các loài Pseudomonas, Vibrio, Sarcina, Serratina, Bacillus. Một số các vi

sinh vật còn có vai trò tham gia tạo bông bùn hoạt tính và làm biến đổi chúng.

Nhờ quá trình sinh trưởng lơ lửng hoặc bám dính các hạt chất bẩn nhỏ đã liên

kết lại thành các hạt chất bẩn lớn hơn và tăng khả năng lắng của bùn. Nấm sợi

và vi khuẩn có các tiên mao là loại có khả năng này trong đó loài Vibrio

extrorquens có tác dụng làm tăng khả năng lắng tốt nhất. Hay như theo con

đường thủy phân trong điều kiện hiếu khí các vi khuẩn Pseudomonas,

Bacillus, Actinomyces và các loài nấm bậc cao chuyển hóa nhanh tinh bột

thành đường và các loại đường này một phần bị phân hủy thành CO2 và nhiều

sản phẩm khác nhau, một phần được chuyển hóa trong quá trình trao đổi chất

[4]. Các vi sinh vật này đều là những vi sinh vật có sẵn trong tự nhiên, tuy

nhiên để có thể làm giàu và thúc đẩy sự phát triển của chúng trong các hệ

thống xử lý thì cần nhiều thời gian và kỹ năng vận hành. Vì vậy, phương pháp

nhanh chóng và hiệu quả nhất đó là sử dụng các chế phẩm vi sinh chứa các vi

sinh vật có ích đã được phân lập từ chính nguồn nước thải cần xử lý hay từ

những môi trường có tính chất tương đồng [84].

Cụ thể trong nghiên cứu này, như đã phân tích trong mục 1.1.2, nước

thải giết mổ có nồng độ ô nhiễm chất hữu cơ cao trong đó chủ yếu là từ máu

và các chất thải trong ruột và dạ dày của động vật và có khả năng bị phân hủy

sinh học. Và vì vậy, công nghệ sinh học là công nghệ rất phù hợp để xử lý

loại nước thải này, bao gồm công nghệ xử lý kỵ khí và hiếu khí. Xét về bản

chất, ở cả 2 quá trình này, các nhóm vi sinh vật hiếu khí và kỵ khí đều phân

46

hủy và chuyển hóa các hợp chất hữu cơ trong nước thải để phục vụ cho quá

trình sinh trưởng phát triển (mục 1.1.3.1 a và 1.1.3.2 a) và kết quả là sinh khối

vi sinh vật sẽ tăng lên qua quá trình xử lý. Tuy nhiên, với quá trình xử lý hiếu

khí, sản phẩm cuối cùng của quá trình xử lý thường là nước và sinh khối mới,

còn với quá trình xử lý kỵ khí có thể là các chất hữu cơ thứ cấp. Và như vậy

khi áp dụng quá trình xử lý kỵ khí thì cần kết hợp với xử lý hiếu khí quá trình

xử lý các hợp chất hữu cơ và dinh dưỡng diễn ra triệt để. Điều này khiến cho

hệ thống xử lý trở nên phức tạp hơn, tăng chi phí đầu tư và vận hành. Bên

cạnh đó, với thành phần chủ yếu là các hợp chất hữu cơ (giàu protein) và các

hợp chất dinh dưỡng, nếu có thể thu hồi được các thành phần này thì sẽ là một

nguồn tài nguyên lớn. Với những vấn đề như vậy, các vi sinh vật tại chỗ ứng

dụng trong nghiên cứu đã được tuyển chọn với nhiều đặc tính có ích bao gồm:

(1) là các vi sinh vật hiếu khí, (2) có năng lực chuyển hóa cơ chất đa dạng và

tạo sinh khối nhanh, (3) có khả năng xử lý nhanh chóng các chất ô nhiễm đặc

trưng của nước thải giết mổ lợn, (4) và tạo bông bùn hoạt tính có khả năng

lắng và phân tách tốt. Và cách thức phù hợp nhất để tuyển chọn được những

chủng vi sinh vật này đó là phân lập từ chính nguồn nước thải cần xử lý. Đây

chính là ưu điểm rõ nét nhất của công nghệ sinh học sử dụng vi sinh vật tại

chỗ đã được trình bày ở trên.

1.2.2. Tổng quan các nghiên cứu về công nghệ sinh học bổ sung các vi sinh

vật tại chỗ trên thế giới

Trong những năm gần đây, nhiều nghiên cứu đã thực hiện với phương

pháp bổ sung các vi sinh vật tại chỗ để xử lý một số hợp chất hữu cơ bền

vững, khó phân hủy trong nước thải như naphthalene, phenol, pyridine,

quinolone,… Cấu trúc của những hợp chất này có thể phức tạp đến mức cần

có sự tham gia của nhiều nhóm vi sinh vật khác nhau để xử lý chúng và trong

nhiều trường hợp các vi sinh vật này lại không hiện diện đồng thời trong cùng

47

một môi trường. Việc bổ sung một hoặc nhiều nhóm vi sinh vật có khả năng

thích nghi và xử lý nồng độ cao của các chất ô nhiễm trên có thể giúp giải

quyết được vấn đề này [77].

Justyna Michalska và cộng sự [73] đã tiến hành nghiên cứu trên 10

chủng vi sinh vật khác nhau đã được phân lập từ một hồ nước bị ô nhiễm do

nước rỉ rác để lựa chọn ra các chủng vi sinh vật phù hợp giúp nâng cao hiệu

quả xử lý nước rỉ rác. Các chủng vi sinh vật được lựa chọn dựa trên việc phân

tích khả năng phân hủy chất ô nhiễm (chủ yếu là các hợp chất vòng thơm),

khả năng tạo thành các hợp chất có thể tham gia quá trình xử lý và khả năng

kết bông tạo bùn hoạt tính của chúng. Qua đó, đã có 2 chủng vi sinh vật được

lựa chọn đều là các chủng có khả năng sản sinh một số chất bề mặt sinh học

và có khả năng chống chịu với nồng độ amoni và kim loại nặng cao. Quá trình

nghiên cứu bộ gen của hai chủng này đã phát hiện được các gen mã hóa các

enzyme liên quan đến quá trình chuyển hóa các hợp chất thơm. Nhờ đó, hiệu

quả xử lý COD của bể phản ứng theo mẻ SBR khi được bổ sung 2 chủng vi

sinh vật này đã đạt được 80% so với giá trị 40% khi không được bổ sung các

chủng vi sinh vật.

Wen Li và cộng sự [67] đã tiến hành phân lập và nghiên cứu một số

chủng vi sinh vật có khả năng phân hủy COD nhằm nâng cao hiệu quả xử lý

nước thải giết mổ lợn của bể xử lý sinh học. Tất cả 06 chủng vi sinh vật phân

hủy COD trong nghiên cứu đều được phân lập từ nước thải và bùn thải từ quá

trình giết mổ của một công ty chế biến thịt tại Hồ Nam, Trung Quốc. Thông

qua các kỹ thuật quan sát hình thái học, và phân tích trình tự chuỗi 16S

rDNA, chủng vi sinh vật có tốc độ phân hủy COD nhanh nhất (11,8%) đã

được xác định đó là Bacillus velezensis. Nghiên cứu cũng đã xác định được

điều kiện thuận lợi cho sự phát triển của chủng này là 37oC, pH 7, nồng độ

peptone 1,5% và nồng độ nấm men 0,8%. Nhiều nghiên cứu khác cũng đã

48

chứng minh, Bacillus velezensis có thể tạo ra nhiều loại enzyme tiêu hóa như

amylase, protease, gelatinase, glucanase và cellulase và có thể phân hủy rất

tốt các hợp chất hữu cơ. Ngoài ra, Bacillus velezensis còn có thể ức chế sự

tăng trưởng và sinh sản của các vi sinh vật gây hại và có thể phân hủy các

chất hữu cơ, sunfua hữu cơ và nitơ hữu cơ.

Một số kết quả nghiên cứu khác được giới thiệu trong Bảng 1.9 đã cho

thấy mối quan tâm của các nhà khoa học trên thế giới đối với phương pháp sử

dụng các chủng vi sinh vật riêng biệt để bổ sung và tăng cường hoạt động của

các quá trình xử lý sinh học truyền thống. Nhìn chung, các nghiên cứu đều lựa

chọn cách tiếp cận đó là nghiên cứu phân lập một số chủng vi sinh vật có sẵn

trong các loại nước thải cụ thể. Từ đó tiến hành khảo sát chi tiết hơn về một

số yếu tố ảnh hưởng của quá trình vận hành tới hiệu quả xử lý các chất ô

nhiễm. Việc lựa chọn và bổ sung một số VSV có những đặc tính nổi bật phù

hợp với một loại nước thải cụ thể sẽ giúp cải thiện đáng kể hiệu quả của quá

trình xử lý. Trong thực tế có rất nhiều loại nước thải với thuộc tính khác nhau

chính vì vậy với những hiệu quả đã được ghi nhận thì việc nghiên cứu bổ

sung các VSV vẫn sẽ là hướng đi dành được nhiều sự quan tâm trong lĩnh vực

môi trường.

49

Bảng 1.9 Tổng quan một số nghiên cứu về công nghệ bổ sung vi sinh vật tại chỗ trên thế giới

Tài liệu Tên vi sinh vật Khả năng đặc biệt Kết quả nổi bật

Công nghệ áp dụng trích dẫn

+-N (85–100%)

[91]

COD (90–100%) NH4

[67]

Bacilius velezenis Bacillus sp. K5 Thực hiện đồng thời quá trình nitrat hóa-khử nitrat hóa xử lý nước thải sinh hoạt. Khả năng phân hủy tốt COD của nước thải giết mổ.

Điều kiện tối ưu để làm giàu: 37oC, pH =7, nồng độ pepton 1,5%

+-N (95%), NO3

[58]

--N (91%) NH4 TN (88%). Hình thành nhanh màng VSV trên giá thể

Pseudomonas mendocina IHB602

-

[28]

+ thành NO2

100% NH4 Tập hợp gồm: 85% AOB, 15% VSV dị dưỡng Khả năng xử lý hiệu quả các hợp chất - trong nitơ vô cơ, đặc biệt là khử NO2 môi trường thiếu khí. Đồng thời khả năng hình thành màng VSV tốt. +, Tăng cường khả năng xử lý NH4 giảm thời gian khởi động và thúc đẩy quá trình nitrat hóa bán phần.

[73]

Đã thử nghiệm được khả năng phát triển của các VSV với mẫu nước rỉ rác tại Ba Lan Bể phản ứng theo mẻ (SBR) Công nghệ sinh học nói chung Bể phản ứng theo mẻ kết hợp giá thể (SBBR) Bể phản ứng dòng chảy liên tục có khí nâng Bể hiếu khí Pseudomonas putida OR45a và P. putida KB3 Tăng cường hiệu quả quá trình hiếu khí xử lý nước rỉ rác, khả năng chịu + và kim loại nặng được nồng độ NH4 cao.

50

1.2.3. Tổng quan các nghiên cứu về công nghệ sinh học bổ sung các vi sinh

vật tại chỗ tại Việt Nam

Việc tuyển chọn và phân lập các chủng vi sinh vật đặc trưng tham gia

để tham gia vào quá trình xử lý nước thải ở nước ta cũng rất được quan tâm.

Nhóm nghiên cứu của tác giả Vũ Thị Dinh [3] đã tiến hành phân lập, tuyển

chọn chủng vi khuẩn chịu nhiệt độ cao, thích nghi dải pH rộng và có hoạt tính

cellulose, trong đó chủng được xác định có hoạt lực cellulose cao nhất (8,52

U/ml) được xác định đó là Baclillus subtilis. Chủng vi sinh vật này có khả

năng phát triển ở 30oC đến 45oC và tốt nhất ở 35oC, và thích nghi với dải pH

rộng từ 5-9, tốt nhất ở pH = 6. Các thí nghiệm quy mô nhỏ ban đầu sử dụng

chủng vi sinh vật này để xử lý nước thải nhà máy giấy cho thấy hiệu quả khá

cao với hiệu suất xử lý COD đạt 84,3% sau 9 ngày xử lý.

Nhóm nghiên cứu của tác giả Đào Thị Hồng Vân [19] thì dành sự chú ý

cho nước thải từ làng nghề nấu rượu Đại Lâm với đặc trưng là nồng độ lớn

các hợp chất hữu cơ. Tác giả đã tiến hành phân lập được 35 chủng VSV hiếu

khí tại chỗ từ các mẫu nước thải thu thập tại làng nghề. Từ kết quả phân tích,

đã lựa chọn được 3 chủng VSV có khả năng phân hủy tốt tinh bột, protein và

cellulose, và được xác định là các chủng VSV thuộc chi Bacillus và

Pseudomonas. Ở một nghiên cứu khác, các chủng VSV có khả năng xử lý tốt

amoni đã được phân lập từ mẫu bùn thải chăn nuôi lợn, bùn ao cá tra và bùn

ao nuôi tôm [15]. Kết quả đã phân lập được 6 chủng vi khuẩn Paracoccus và

3 chủng giống Nitrosomonas, các chủng này đều cho thấy khả năng xử lý tốt

amoni trong nước thải. Tác giả Hoàng Dương Thu Hương đã phân lập và

tuyển chọn được các chủng vi khuẩn phân giải mạnh protein và celluso trong

nước rỉ rác tại Thừa Thiên Huế [8]. Trong một nghiên cứu khác, tác giả Đặng

Quang Hải [5] đã nghiên cứu trên đối tượng là nước thải sản xuất cồn. Nghiên

cứu đã chọn ra được 3 chủng vi khuẩn có hoạt tính amylase, cellulose và

51

protease cao. 3 chủng này sau đó đã được nuôi cấy để thử nghiệm quá trình

xử lý bằng quá trình xử lý hiếu khí, hiệu quả xử lý COD với nồng độ 2.840-

4.123 mg/L đã đạt được là 84,46%, trong khi hệ không được bổ sung các vi

sinh vật tại chỗ hiệu suất chỉ đạt được 63,72%. Đề tài nghiên cứu “Sử dụng vi

khuẩn Bacillus subtilis tại chỗ và vật liệu hấp phụ để xử lý nước thải giết mổ

gia súc và chế biến phân hữu cơ” do PGS.TS Nguyễn Hữu Hiệp làm chủ

nhiệm [6] đã phân lập được 2 dòng vi khuẩn Bacillus phân lập được (Bs 13 và

Bs 9m) từ nước thải của cơ sở giết mổ gia súc được xác định là vi khuẩn

Bacillus subtilis. Xác định được thời gian tối ưu để vi khuẩn Bacillus subtilis

phát triển và sử dụng các chất dinh dưỡng trong nước thải là 10 giờ; và chứng

minh được hiệu quả làm giảm TN và TP của chủng vi sinh vật này trong điều

kiện hiếu khí. Với việc phân lập thành công các chủng VSV tại chỗ có ích cho

quá trình xử lý bằng phương pháp sinh học, các nhóm nghiên cứu đều hướng

tới mục tiêu đó là nghiên cứu sâu hơn về khả năng ứng dụng trong xử lý nước

thải cũng như tạo ra các chế phẩm xử lý chuyên biệt ứng với các loại nước

thải riêng.

Các nghiên cứu hiện chỉ tập trung vào việc phát hiện và phân lập các

chủng vi sinh vật có ích để tham gia vào quá trình xử lý nước thải ở quy mô

phòng thí nghiệm, chưa chú trọng vào việc làm giàu các chủng vi sinh vật này

và tiến tới sản xuất các chế phẩm vi sinh có thể áp dụng vào thực tiễn đặc biệt

là đối với ngành giết mổ gia súc. Trước tình hình đó, tác giả Trần Thị Thu

Lan đã thực hiện luận án: “Nghiên cứu ứng dụng vi sinh vật bản địa để xử lý

nước thải trong giết mổ gia súc tập trung”. Nghiên cứu đã phân lập, tuyển

chọn được 3 chủng vi sinh vật bản địa (tại chỗ) có khả năng phát triển tốt

trong điều kiện hiếu khí, tạo bùn hoạt tính kết lắng thuận lợi và khả năng xử

lý rất nhanh các hợp chất hữu cơ và dinh dưỡng trong nước thải. Các thử

nghiệm ban đầu cho thấy, các chủng vi sinh này đã góp phần làm tăng hiệu

52

quả xử lý TN từ 66% lên 86%, và hiệu suất xử lý COD đạt 95 - 98%. Tuy

nhiên, nghiên cứu mới chỉ dừng lại ở công đoạn làm giàu sinh khối các chủng

vi sinh vật và chế tạo chế phẩm, chưa có nghiên cứu nào ứng dụng chế phẩm

để xử lý đối tượng nước thải trong thực tiễn và làm rõ các điều kiện vận hành

thích hợp cho công trình xử lý sử dụng chế phẩm này. Kế thừa sản phẩm chế

phẩm đã được chế tạo này, Luận án sẽ tiếp tục nghiên cứu ứng dụng chế

phẩm trong bể sinh học xử lý hiếu khí, nghiên cứu khảo sát các điều kiện vận

hành thích hợp để kiểm nghiệm hiệu quả cũng như tối ưu hiệu quả sử dụng

chế phẩm.

1.3. Tổng quan công nghệ sinh học kết hợp màng lọc khí nâng (Gaslift-

MBR) trong xử lý nước thải

1.3.1. Công nghệ màng lọc khí nâng

Màng lọc được sử dụng để loại bỏ nhiều thành phần trong nước và

nước thải như: chất rắn lơ lửng, các hạt keo và các phần tử hòa tan. Các loại

màng khác nhau được sử dụng tùy thuộc vào thành phần bị loại bỏ. Màng lọc

được phân loại theo kích thước lỗ lọc, cũng chính là kích thước của các thành

phần hạt và thành phần hòa tan bị loại bỏ. Đối với công nghệ MBR ứng dụng

trong xử lý nước thải, loại màng thường được sử dụng là MF và UF[90].

So với các công trình sinh học truyền thống, thì công nghệ màng lọc

sinh học có nhiều ưu điểm như có thể hoạt động ở tải lượng hữu cơ cao, lượng

bùn dư thấp, thiết kế linh hoạt và có thể vận hành tự động, chi phí vận hành

thấp, tiêu thụ ít năng lượng hơn, diện tích yêu cầu ít hơn đáng kể và vì vậy chi

phí đầu tư cũng thấp hơn. Do đó, đây được coi là công nghệ hết sức phù hợp

cho các nước đang phát triển như Việt Nam, và thực tế đã chứng minh, MBR

đang ngày càng được áp dụng rộng rãi ở nhiều quy mô và loại nước thải khác

nhau. Tuy nhiên, các công nghệ MBR hiện nay vẫn có một hạn chế chung đó

là hiện tượng tắc màng xảy ra do sự tương tác hóa lý giữa vật liệu màng và

53

các thành phần trong hỗn hợp nước thải. Màng tắc nghẽn, dẫn theo sự suy

giảm tính thấm của màng và do đó đòi hỏi nhiều năng lượng hơn để vận hành

màng và tiềm ẩn nguy cơ hỏng màng.

Hiện tượng tắc màng xảy ra khi có các vật chất lắng đọng và tích tụ trên

bề mặt của màng hoặc trong các lỗ màng và khiến cho tính thấm của màng bị

suy giảm. Một số thông số vận hành công trình xử lý bằng sinh học liên quan

tới hiện tượng tắc màng và ảnh hưởng tới hiệu quả hoạt động của MBR bao

gồm SRT, HRT, MLSS, độ nhớt của bùn, tính kỵ nước của bùn, nồng độ EPS

và SMP được tạo ra, và hiện tượng bùn nổi do vi khuẩn dạng sợi

[63],[71],[78],[44].

Hiện nay, một hướng tiếp cận mới đang dành được sự chú ý nhằm giải

quyết được hạn chế này của màng đó là sử dụng dòng khí nâng, hay còn gọi là

công nghệ màng lọc khí nâng (Gaslift-MBR). MBR bao gồm dạng dạng màng

MBR nằm riêng biệt (Side stream MBR) và màng MBR ngập nước

ỵ k

ý l ử x

ể B

í h k

(submerged MBR) (Hình 1.9 và Hình 1.10).

Hình 1.9 Công nghệ màng đặt ngoài (side stream MBR) sử dụng khí nâng

kết hợp với bể xử lý kỵ khí [79]

54

Hình 1.10 Màng đặt ngập nước (submerged MBR) kết hợp khí nâng [42]

Cơ chế của quá trình xử lý nước thải kết hợp công nghệ vi sinh với

màng lọc có khí nâng là sự kết hợp của quá trình xử lý nước thải bằng bể sinh

học với quá trình lọc màng để tách sinh khối, cặn lơ lửng và vi khuẩn. Đặc

biệt màng lọc khí nâng có khả năng kết hợp đa dạng với các quá trình khác,

có thể là bể xử lý kỵ khí, hiếu khí hoặc kết hợp tùy thuộc vào chất lượng nước

đầu vào và hiệu quả xử lý nước thải qua màng. Khí nâng được sử dụng ở đây

có thể là không khí, khí N2 hoặc biogas…Trong các khí nâng này thường sử

dụng biogas làm khí nâng, một mặt tận thu được nguồn khí biogas sinh ra

trong hệ thống, mặt khác khí biogas trong thành phần không có O2 do vậy

tránh được hiện tượng vi sinh vật bám dính trong màng phát triển gây tắc

màng. Việc sử dụng khí nâng kết hợp với màng lọc sinh học đem lại những

ưu điểm sau đây:

+ Hỗ trợ máy bơm trong việc bơm nước thải qua bề mặt màng và giảm

áp lực bơm khi tạo áp suất qua màng: việc khí nâng được thiết kế đi từ dưới

lên trên theo chiều đi của khí sẽ trợ giúp vận chuyển chất lỏng và chất rắn đi

lên phía trên qua bề mặt của màng. Bằng cách vận hành như vậy, bơm hút

nước qua màng sẽ chỉ có nhiệm vụ chính là khắc phục tổn thất thủy lực qua

màng để có thể dẫn nước qua màng, điều này giúp làm giảm công suất yêu

55

cầu đối với bơm hút mà vẫn đảm bảo có thể đưa dung dịch rắn lỏng từ bể sinh

học qua bề mặt màng và vẫn có thể tạo áp lực đủ lớn để đưa nước đi qua

màng, đồng thời giữ lại các chất rắn ở một phía của màng lọc [48],[70],[88].

Tùy vào tính chất của chất thải, loại màng lọc và ứng dụng mà năng lượng

giảm được do khí nâng có thể khác nhau. Theo tính toán sơ bộ, với sự hỗ trợ

của khí nâng, năng lượng dành cho bơm có thể được giảm từ 30 - 100%.

+ Sử dụng khí cọ rửa bề mặt màng giảm tắc màng và kéo dài tuổi thọ

của màng: việc khí nâng liên tục đi qua bề mặt và xuyên qua lỗ màng có thể

giúp cọ rửa bề mặt và lỗ màng, bởi vậy có thể làm giảm các mảng bám trên bề

mặt màng cũng việc chuyển động xáo trộn liên tục của khí làm cho các hạt

nhỏ khó có khả năng bám chặt vào lỗ màng, gây tắc màng. Bởi vậy, khí nâng

vừa có nhiệm vụ nâng các chất lỏng và rắn đi qua bề mặt màng đồng thời

đóng vai trò cọ rửa bề mặt màng, làm hạn chế việc màng bị các mảng bám

hay các lỗ màng bị lấp đầy bởi các hạt nhỏ. Việc này sẽ làm cho màng có thể

hoạt động liên tục mà sẽ giảm thời gian tạm dừng để bảo trì hay cọ rửa màng,

đồng thời kéo dài tuổi thọ của màng. bể xử lý sinh học từ đó giảm thiểu ảnh

hưởng của bùn bề mặt màng cũng như khả năng gây tắc màng [48].

1.3.2. Tình hình nghiên cứu màng lọc sinh học khí nâng trong xử lý nước

thải trên thế giới và tại Việt Nam

Đến nay, trên thế giới, đã có nhiều nghiên cứu được thực hiện để đánh

giá cũng như hoàn thiện hiệu quả của phương pháp này trong việc chống tắc

màng và nâng cao hiệu quả hoạt động của màng. Nhóm tác giả Sofia, đã

chứng minh được màng MBR sử dụng khí nâng có khả năng hoạt động lâu

hơn (tối đa 8 tháng) trước khi cần tiến hành sục rửa [82]. Ngoài ra, khí nâng

có thể giúp cải thiện tới 43% thông lượng màng [38], giảm yêu cầu áp suất

màng và năng lượng cần thiết để vận hành bơm màng. Một số nghiên cứu nổi

bật khác như nghiên cứu của tác giả A. L. Prieto và cộng sự [79]. Nghiên cứu

56

này đánh giá khả năng xử lý cũng như thu hồi các thành phần có ích trong

nước thải bằng một bể kỵ khí sử dụng màng khí nâng (Gaslift-AnMBR). Thí

nghiệm thực hiện liên tục trong 100 ngày và kết quả cho thấy, khi thực hiện

vệ sinh màng định kỳ hàng tuần, thông lượng qua màng được duy trì ổn định

ở mức 10 - 15 L/m2/giờ, trong khi tiến hành rửa ngược 5 phút với tần suất 4

giờ 1 lần, thông lượng qua màng có thể duy trì ở mức 50 L/m2/giờ. Hiệu quả

xử lý của hệ thí nghiệm cũng được duy trì ở mức cao (cao nhất đạt 98 %

COD), với sản lượng khí metan thu được là (4,5 L/ngày) vừa được tận dụng

để làm khí nâng trong module màng, vừa có thể thu hồi để làm khí đốt. Hay

như công trình của các tác giả Pimluck Kijjanapanich [61] với nghiên cứu so

sánh khả năng xử lý nước rỉ rác phát sinh từ phế liệu xây dựng của 3 công

nghệ xử lý khác nhau bao gồm: UASB, IFB và bể màng kỵ khí dùng khí nâng

(GL-AnMBR). Kết quả cho thấy, cả 3 công nghệ đều có tiềm năng để ứng

dụng trong xử lý sunphat, một thành phần ô nhiễm chính của chất thải xây

dựng. Trong đó, bể GL-AnMBR có khả năng xử lý sunphat ổn định (60 -

80%) với áp suất qua màng (TMP) duy trì trong khoảng 120 - 140kPa và

thông lượng là 2,08 - 2,38 𝜇m3/m2/giây. Đặc biệt, khi nồng độ Ca trong nước

đạt tới 1.000 mg/L vẫn không gây ra những ảnh hưởng nghiêm trọng tới hiệu

quả xử lý sunfit của bể GL-AnMBR. Ảnh hưởng của tốc độ khí nâng và thời

gian lưu nước (HRT) tới hiệu quả của bể GL-AnMBR đã được nghiên cứu

bởi nhóm của tác giả Mustafa Evren Ersahin [43]. Để tiến hành khảo sát, mẫu

nước thải giả lập với nồng độ COD là 20.000 mg/L đã được sử dụng. Kết quả

cho thấy, vận tốc khí càng tăng, thì trở kháng của màng sẽ càng giảm, trong

khi hiệu quả xử lý COD có thể đạt 99% ở bất kì lưu lượng sục khí nào. Còn

sự giảm HRT dẫn đến sự gia tăng tỷ lệ protein/carbohydrate trong các sản

phẩm vi sinh hòa tan (SMP) và tăng nồng độ sinh khối trong bể phản ứng sinh

học. Khí nâng cũng đã được chứng minh là giúp kiểm soát sự tắc nghẽn màng

57

tạo ra một dòng chảy lên trong module màng lọc và dòng chảy xuống trong

ngăn xử lý sinh học mà không cần bất kỳ thiết bị bơm nào khác. Tái tuần

hoàn khí nâng tránh mọi vấn đề tắc nghẽn trong màng lọc kỵ khí, ngay cả sau

khi xảy ra sự cố vận hành dẫn đến sự gia tăng chất rắn lơ lửng lên đến 21.330

mg/L [41].

Trong nước, PGS.TS Đỗ Khắc Uẩn và cộng sự [18], đã tiến hành khảo

sát và đánh giá ảnh hưởng của cường độ sục khí đến hiện tượng tắc màng

trong một hệ thống xử lý nước thải sinh hoạt quy mô phòng thí nghiệm.

Nghiên cứu đã đánh giá được mối liên hệ giữa cường độ sục khí đến hoạt

động của màng lọc sinh học, cụ thể là lưu lượng lọc và khả năng tắc màng.

Kết quả đã xác định được tốc độ dòng chảy tới hạn của màng là 30,5 cm/s và

lưu lượng sục khí khi vận hành phải đảm bảo tốc độ dòng chảy lớn hơn giá trị

này để kéo dài thời gian vận hành của màng.

Tiến sĩ Đỗ Tiến Anh và các cộng sự tại Viện Khoa học Khí tượng Thủy

văn và Biến đổi khí hậu đã được giao triển khai đề tài khoa học công nghệ cấp

Nhà nước: “Nghiên cứu ứng dụng và phát triển mô hình công nghệ tích hợp

tiên tiến có tận thu và sử dụng năng lượng tái tạo để xử lý hiệu quả, bền vững

nguồn thải hỗn hợp rắn - lỏng từ các lò giết mổ tập trung, mã số

KC.08.31/11-15”, thực hiện trong hai năm (2014 - 2015) với quy mô trong

phòng thí nghiệm, trong hệ thống xử lý 2 m3/ngày đêm đến hệ thống xử lý 20

m3/ngày đêm tại lò giết mổ tập trung tại Tri Thủy, Phú Xuyên, Hà Nội, đã thu

được kết quả rất khả quan, mang lại giải pháp mới trong lĩnh vực xử lý nước

thải giết mổ gia súc hiện nay. Đề tài KC.08.31/11-15 đã cho thấy hệ thống xử

lý sinh học kết hợp màng lọc khí nâng sử dụng bùn hoạt tính được lấy từ hệ

thống xử lý nước thải nhà máy bia có bổ sung chế phẩm vi sinh được phân lập

từ vi sinh vật tại chỗ cho hiệu suất cao hơn so với việc xử lý chỉ sử dụng bùn

hoạt tính thông thường. Bởi vậy, việc ứng dụng vi sinh vật tại chỗ vào trong

58

hệ thống xử lý sinh học kết hợp màng khí nâng là rất hứa hẹn có thể nâng cao

được hiệu suất xử lý của hệ thống. Ứng dụng vi sinh vật tại chỗ được phân lập

từ nước thải giết mổ có thể giúp hệ thống bể sinh học kết hợp với màng lọc

khí nâng ở những điểm sau:

i. Nâng cao hiệu quả xử lý vi sinh trong bể sinh học;

ii. Rút ngắn thời gian khởi động hệ thống;

iii. Giảm thời gian lưu nước, dẫn tới giảm thể tích bể sinh học;

iv. Nồng độ bùn hoạt tính trong bể thấp, giúp giảm áp lực bít tắc với

màng, tăng hiệu suất và hiệu quả lọc;

v. Giảm năng lượng bơm (do nồng độ bùn trong nước thấp).

Tuy nhiên việc bổ sung chế phẩm sinh học trong đề tài KC.08.31/111-5

mới chỉ thực hiện ở quy mô pilot và chưa khảo sát được các điều kiện vận

hành tối ưu khi bổ sung chế phẩm sinh học chứa các vi sinh vật tại chỗ vào hệ

thống MBR khí nâng.

1.4. Tiểu kết chương 1

Thời gian qua, đã có sự quan tâm các cấp, các ngành từ cơ chế chính

sách đến sự đầu tư công sức, kinh phí cho nghiên cứu công nghệ hay triển

khai ứng dụng thực tế dành cho kiểm soát ô nhiễm từ hoạt động giết mổ,

nhưng chưa đạt hiệu quả. Đánh giá tổng thể thì có nhiều nguyên nhân gây ra

tình trạng đó nhưng quan trọng vẫn là việc lựa chọn công nghệ không phù

hợp, chiếm diện tích lớn không phù hợp đặc thù của các cơ sở giết mổ của

Việt Nam dẫn đến việc triển khai xây dựng không đúng thiết kế, quy trình vận

hành hệ thống xử lý chưa đảm bảo, chi phí năng lượng và chi phí bảo trì cao.

Và để góp phần khắc phục và cải thiện những vấn đề này, cần thiết phải tiến

hành các nghiên cứu nhằm thử nghiệm, khảo sát và tối ưu hóa các công nghệ

xử lý để phù hợp với điều kiện thực tiễn của các cơ sở giết mổ tại Việt Nam,

trong đó cần quan tâm tới cả các chỉ tiêu về kỹ thuật và kinh tế.

59

Công nghệ MBR có thể được xem là công nghệ tiên tiến hiện đại trong

xử lý nước thải hiện nay. Mặc dù hiện này, MBR đã được áp dụng tại nhiều

hệ thống xử lý nước thải ở Việt Nam tuy nhiên những nhược điểm về hiệu

quả năng lượng và chi phí thay thế màng lọc khiến công nghệ này khó được

áp dụng rộng rãi. Vì vậy, việc nghiên cứu biện pháp để giảm bớt chi phí vận

hành và nâng cao tuổi thọ và hiệu suất của màng lọc để phù hợp với điều kiện

kinh tế kỹ thuật của Việt Nam là một vấn đề cần được quan tâm. Và giải pháp

mà Luận án hướng tới đó là dạng cải tiến mới của công nghệ màng lọc MBR

truyền thống. Đó chính là màng lọc khí nâng (Gaslift-MBR) với những ưu

điểm đã được chứng minh trong nhiều nghiên cứu trên thế giới. Bên cạnh đó,

để nâng cao hơn nữa tính phù hợp của công nghệ sinh học kết hợp màng lọc

khí nâng với điều kiện của Việt Nam, Luận án còn nghiên cứu nâng cao hiệu

quả của công trình xử lý sinh học dựa trên việc bổ sung các chủng vi sinh vật

tại chỗ bằng chế phẩm. Đây là tập hợp của các vi sinh vật tại chỗ trong nước

thải giết mổ lợn của Việt Nam, do đó có tính phù hợp cao với điều kiện tự

nhiên của nước ta, từ đó góp phần nâng cao hiệu quả, tính ổn định của các

công trình xử lý sinh học, rút ngắn thời gian khởi động hệ thống. Đồng thời,

có thể kết hợp hiệu quả với công nghệ màng lọc khí nâng.

Bảng 1.10 Khung mục tiêu, nội dung nghiên cứu

Mục tiêu

Nghiên cứu xác định được hiệu quả xử lý nước thải giết mổ lợn trong bể sinh học hiếu khí của hệ MBR khí nâng có sử dụng vi sinh vật tại chỗ.

Nội dung Nghiên cứu khả năng thích nghi và thời gian khởi động của bể sinh học có bổ sung chế phẩm chứa các vi sinh vật tại chỗ và so sánh với bể sinh học chỉ sử dụng bùn hoạt tính thông thường Nghiên cứu ảnh hưởng của nồng độ bùn hoạt tính (MLSS), thời gian lưu nước (HRT) và thời gian lưu bùn (SRT) đến hiệu suất xử lý COD, TN trong nước thải giết mổ lợn bằng bể xử lý hiếu khí sử dụng các vi sinh vật tại chỗ.

60

Mục tiêu

Nội dung Nghiên cứu ảnh hưởng của tải lượng hữu cơ đến hiệu suất xử lý COD, TN của nước thải giết mổ lợn tập trung bằng bể xử lý hiếu khí sử dụng các vi sinh vật tại chỗ. Nghiên cứu đánh giá vai trò của việc sử dụng vi sinh vật tại chỗ đối với việc cải thiện năng suất lọc, nâng cao khả năng chống tắc màng và tiết kiệm chi phí năng lượng trong vận hành hệ màng MBR khí nâng. Nghiên cứu ảnh hưởng của một số thông số vận hành tới hoạt động của hệ MBR khí nâng sử dụng vi sinh vật tại chỗ. Khảo sát và lựa chọn thông số vận hành tối ưu cho hệ MBR khí nâng sử dụng vi sinh vật tại chỗ trong xử lý nước thải giết mổ lợn.

Nghiên cứu xác định được các điều kiện vận hành thích hợp và hiệu thống quả của hệ MBR khí nâng có sử dụng vi sinh vật tại chỗ trong xử lý nước thải giết mổ lợn.

Khảo sát đánh giá hiệu quả hoạt động của hệ thống MBR khí nâng sử dụng các vi sinh vật tại chỗ nhằm xử lý nước thải giết mổ lợn quy mô phòng thí nghiệm.

61

Chương 2: VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

2.1. Phương pháp tiếp cận

Hình 2.1 thể hiện cách tiếp cận được sử dụng để nghiên cứu trong Luận

án. Nghiên cứu được thực hiện dựa trên việc tổng quan các tài liệu liên quan

đến nước thải giết mổ gia súc, nước thải giết mổ lợn và các công nghệ xử lý

hiện nay đối với loại nước thải này. Từ đó, đưa ra các vấn đề cần nghiên cứu

hiện nay để bổ sung, cải tiến các công nghệ tiên tiến nhằm xử lý hiệu quả

nước thải giết mổ lợn nói riêng, nước thải giết mổ gia súc nói chung phù hợp

với điều kiện Việt Nam. Trong Luận án này, nghiên cứu sinh lựa chọn công

nghệ MBR khí nâng, một công nghệ tiên tiến giải quyết được các vấn đề mà

các hệ thống MBR hiện nay đang gặp phải như tắc màng, hiệu quả năng

lượng thấp. Nhằm nâng cao khả năng ứng dụng của công nghệ này ra ngoài

hiện trường, nghiên cứu sinh nghiên cứu việc ứng dụng của vi sinh vật tại chỗ

trong hệ thống MBR khí nâng để xử lý nước thải giết mổ lợn với quy mô

phòng thí nghiệm.

Trong Luận án này, trước tiên, nghiên cứu sinh tiến hành đánh giá tính

khả thi về mặt kỹ thuật của việc sử dụng các vi sinh vật tại chỗ để xử lý

nước thải giết mổ lợn thông qua các nghiên cứu 1, 2, 3, và 4. Kết quả so sánh

giữa bể xử lý được và không được bổ sung các vi sinh vật tại chỗ sẽ cho thấy

được sự khác biệt và hiệu quả của việc bổ sung các vi sinh vật này vào quá

trình xử lý. Khi đã có được cơ sở ban đầu về hiệu quả của phương pháp này,

nghiên cứu tiếp tục tiến hành đánh giá những ảnh hưởng của việc sử dụng vi

sinh vật tại chỗ khi bể xử lý sinh học được tích hợp trong hệ thống xử lý sinh

học MBR khí nâng thông qua nghiên cứu 5.

Sau khi xác định được hiệu quả của hệ thống xử lý sinh học của hệ

MBR khí nâng khi sử dụng các vi sinh vật tại chỗ, hiệu quả của hệ màng khí

nâng cũng sẽ được đánh giá thông qua đánh giá các thông số vận hành

62

của màng với hệ. Hiệu quả và điều kiện vận hành của hệ MBR khí nâng

khi có bổ sung vi sinh vật tại chỗ được đánh giá theo nghiên cứu 6 và 7. Kết

quả của nghiên cứu này cũng sẽ cho thấy được ưu điểm của việc sử dụng bể

sinh học sử dụng các vi sinh vật tại chỗ kết hợp với màng lọc khí nâng trong

việc hạn chế hiện tượng tắc màng cũng giảm thiểu chi phí vận hành màng so

với quá trình sinh học truyền thống, trong khi vẫn duy trì được hiệu quả xử lý

cao và ổn định.

Hình 2.1 Sơ đồ tổng quát của phương pháp nghiên cứu khoa học

được sử dụng trong Luận án

2.2. Vật liệu

2.2.1. Nước thải giết mổ lợn

Mẫu nước thải sử dụng cho nghiên cứu được lấy lại tại cơ sở giết mổ

lợn do Công ty cổ phần Thịnh An làm chủ đầu tư, thuộc vùng bãi sông Hồng

63

với diện tích 1,4 ha. Trong đó nhà xưởng là 8.000m2, chia ra 26 ô, công suất

giết mổ đạt 1.500 - 2.000 con/ngày đêm. Tính chất của nước thải từ cơ sở sẽ

được phân tích chi tiết hơn tại phần kết quả khảo sát.

Do chưa có đủ kinh phí nên hiện nay, Công ty Thịnh An mới xây dựng

được một trạm xử lý biogas dung tích 2.200m3 với 2 bể tách rác sau đó xả vào

hầm biogas với kinh phí 1,2 tỷ đồng. Để xử lý nước thải hiện cơ sở mới làm

đường ống tạm thời nhưng kinh phí đầu tư đã tới 800 triệu đồng. Do chưa có

hệ thống hoàn chỉnh nên nguồn nước thải mới qua kênh dẫn xuống ao lắng

tạm và dẫn ra sông Hồng. Để khắc phục tình trạng này công ty đã ký hợp

đồng với Công ty TNHH Môi trường Thăng Long xây dựng trạm xử lý nước

thải, với kinh phí 1,5 tỷ đồng, công suất 250m3/ngày đêm.

Hình 2.2 Vị trí của cơ sở giết mổ Thịnh An, huyện Thanh Trì, Hà Nội (nằm

trong vùng bãi của sông Hồng)

64

2.2.2. Nguồn vi sinh vật sử dụng trong nghiên cứu

Nghiên cứu sẽ tiến hành đánh giá hiệu quả của việc sử dụng các chủng

vi sinh vật tại chỗ để xử lý nước thải giết mổ lợn. Về cơ bản, quá trình xử lý

này dựa trên quá trình xử lý bằng bùn hoạt tính truyền thống. Chính vì vậy để

có thể khởi động các bể xử lý sinh học cần có lượng sinh khối nhất định ban

- Bùn hoạt tính sử dụng trong nghiên cứu được thu thập từ hệ thống xử

đầu. Như vậy, các nguồn vi sinh vật trong nghiên cứu này bao gồm:

lý nước thải của nhà máy bia Việt Hà. Hệ thống xử lý đang được vận hành ổn

định bao gồm các công trình xử lý sinh học kỵ khí, hiếu khí và thiếu khí.

Nước thải sản xuất bia có nồng độ chất hữu cơ và dinh dưỡng cao vì vậy bùn

hoạt tính từ hệ thống sẽ có những chủng VSV đã thích nghi tốt với mức độ ô

nhiễm cao. Vì vậy, việc sử dụng bùn hoạt tính từ nhà máy sẽ giúp việc khởi

động quá trình sinh học trong Luận án này diễn ra thuận lợi.

- Chế phẩm vi sinh là hỗn hợp của 3 chủng vi sinh vật đã được tác giả

Trần Thị Thu Lan, Viện Công nghệ Môi trường, Viện Hàn lâm Khoa học và

Công nghệ Việt Nam phân lập và tuyển chọn từ cơ sở giết mổ lợn Thịnh An

bao gồm: B. velezensis M2, B. mojavensis C1 và B. Mojavensis C8. Các

chủng vi sinh vật này có hoạt tính enzyme đa dạng nhưng hoạt tính enzyme

protease là chủ đạo, có năng lực sinh khối lớn và xử lý nước thải nhanh đồng

thời có khả năng kết lắng bông bùn thuận lợi. Phương pháp phân lập và tạo

chế phẩm được tham khảo và kế thừa từ “Nghiên cứu ứng dụng vi sinh vật

bản địa để xử lý nước thải trong giết mổ gia súc tập trung”[9]. Đồng thời chế

phẩm vi sinh được sử dụng đảm bảo chất lượng của một chế phẩm vi sinh

theo quy định TCVN 4884.2005 để áp dụng vào xử lý nước thải trong thực tế.

2.2.3. Các hóa chất sử dụng trong nghiên cứu

Các hóa chất được sử dụng gồm: Các hóa chất được sử dụng chủ yếu là

các hóa chất phục vụ cho quá trình phân tích các chỉ tiêu ô nhiễm của nước

65

thải như: K2Cr2O7.H2SO4, Ag2SO4, (NH4)2Fe(SO4)2⋅6H2O, HgSO4, Ferolin,

C7H6O3Na, C6H6O7Na3.2H2O, Fe(CN)5NONa2.2H2O, C2N3O3Cl2Na2H2O,

NaOH, H3PO4, NH2C6H4SO2NH2, C10H7NH-CH2-CH2-NH2-2HCl, CH2-

N(2COOH)CH2-COONa).2H2O, hợp kim Devarda, axit boric. Các hóa chất

này được mua tại cơ sở uy tín và đảm bảo chất lượng của hóa chất sử dụng để

phân tích.

2.2.4. Địa điểm thực hiện nghiên cứu

Các nghiên cứu và thí nghiệm được thực hiện trên các mô hình quy mô

khác nhau tại Trung tâm Nghiên cứu khí tượng nông nghiệp thuộc Viện Khoa

học Khí tượng Thủy văn và Biến đổi khí hậu và tại khu vực nhà xưởng của

Viện Hàn lâm Khoa học và Công nghệ Việt Nam.

2.3. Phương pháp nghiên cứu

2.3.1. Phương pháp thu thập tài liệu

Các tài liệu và số liệu liên quan đến các nội dung nghiên cứu được thu

thập từ các công trình nghiên cứu đã được đăng trên các tạp chí có uy tín

trong và ngoài nước, các sách, tuyển tập hội nghị, hội thảo khoa học được lưu

giữ trong các thư viện và trên các website chính thức của các đơn vị hoạt

động trong lĩnh vực liên quan. Các nội dung thu thập liên quan tới các vấn đề:

tình hình giết mổ gia súc nói chung và giết mổ lợn nói riêng, hiện trạng và các

phương pháp xử lý liên quan tới nước thải từ hoạt động giết mổ lợn, công

nghệ màng khí nâng và công nghệ sinh học ứng dụng trong xử lý nước thải và

nước thải giết mổ lợn.

2.3.2. Phương pháp lấy mẫu, bảo quản và phân tích mẫu nước thải và bùn

hoạt tính

2.3.2.1. Phương pháp lấy mẫu

Phương pháp lấy mẫu, vận chuyển và bảo quản mẫu để phân tích các tính

chất hóa lý cho nước thải, theo tiêu chuẩn quốc gia TCVN 6663-3:2016 (ISO

66

5667-3:2012) về Chất lượng nước - Lấy mẫu - Phần 3: Bảo quản và xử lý mẫu

nước.

2.3.2.2. Phương pháp phân tích

Bảng 2.1 Các phương pháp phân tích

Chỉ tiêu Phương pháp phân tích

pH Xác định theo nguyên tắc đo quang phổ ở bước sóng 655 nm

của hợp chất màu xanh được tạo bởi phản ứng của amoni với

salixylat và ion hypoclorit có sự tham gia của natri

nitrosopentaxyano sắt (III) taxyano sắt (III) (natri nitroprusiat)

(theo tiêu chuẩn TCVN 6179-1:1996).

+-N

COD Được xác định theo TCVN 6491:1999 (ISO 6060:1989).

Được xác định theo nguyên tắc đo quang phổ ở bước sóng 655 NH4

nm của hợp chất màu xanh được tạo bởi phản ứng ucar amoni

với salixylat và ion hypoclorit có sự tham gia của natri

nitrosopentaxyano sắt (III) taxyano sắt (III) (natri nitroprusiat)

--N

(theo tiêu chuẩn TCVN 6179-1:1996).

Được xác định bằng phương pháp trắc phổ dùng axit sunfosalixylic NO3

--N

(TCVN 6180:1996), đo quang tại bước sóng 410 nm.

Được xác định theo phương pháp đo quang với hệ thuốc thử Griss NO2

(theo Standard Method 1995), đo quang tại bước sóng 540 nm.

TN Được xác định theo phương pháp Kendan cải biên (theo

TCVN 6498:1999).

SS, MLSS Được xác định theo TCVN 6625:2000 (ISO 11923:1997).

MLVSS Được xác định theo TCVN 6625:2000 (ISO 11923:1997).

SVI Standard Methods for the Examination of Water and

Wastewater (2710D method).

67

2.3.3. Phương pháp tính toán và xử lý số liệu

2.3.3.1. Tính toán các thông số vận hành

a. Tính toán tải lượng ô nhiễm.

Công thức tính toán tải lượng ô nhiễm như sau:

- Tải lượng ô nhiễm hữu cơ (COD)

Tải lượng COD =

(kgCOD/m3/ngày)

𝑄×𝐶𝐶𝑂𝐷 𝑉

Trong đó:

- Q: lưu lượng nước thải (m3/ngày)

- CCOD : Nồng độ COD trong nước thải (kgCOD/m3)

- V: Thể tích của bể xử lý (m3)

- Tải lượng ô nhiễm nitơ (TN)

Tải lượng COD =

(kgCOD/m3/ngày)

𝑄×𝐶𝑇𝑁 𝑉

Trong đó:

- Q: lưu lượng nước thải (m3/ngày)

- CTN : Nồng độ COD trong nước thải (kgTN/m3)

- V: Thể tích của bể xử lý (m3)

b. Tính toán thời gian lưu thủy lực (HRT)

𝐻𝑅𝑇 = 𝑄 𝑉

Trong đó:

- Q: lưu lượng nước thải (m3/ngày)

- V: Thể tích của bể xử lý (m3)

c. Tính toán thời gian lưu bùn (SRT)

𝑆𝑅𝑇 = 𝑀𝐿𝑆𝑆 × 𝑉 𝑀𝐿𝑆𝑆 × 𝑄𝑥ả

68

Trong đó:

- MLSS: nồng độ bùn trong bể xử lý

- V: Thể tích của bể xử lý (L)

- Qxả: thể tích nước xả sau xử lý. (L/ngày)

2.3.3.2. Phương pháp xử lý số liệu

Số liệu từ các nghiên cứu được tổng hợp, và xử lý để phục vụ cho quá

trình phân tích, nghiên cứu.

Lập lại phép phân tích nhiều lần sẽ cho ra các giá trị đo khác nhau, giá

trị lựa chọn đại diện cho chúng sẽ là giá trị trung bình được tính theo công

thức tổng quát sau:

Ᾱ = (𝐴1 + 𝐴2 + ⋯ + 𝐴𝑛)/𝑛

Sai số tuyệt đối của mỗi lần đo

∆𝐴1 = |Ᾱ − 𝐴1|; ∆𝐴2 = |Ᾱ − 𝐴2|; …

Sai số tuyệt đối trung bình của n lần đo:

∆Ᾱ = (∆𝐴1 + ∆𝐴2 + ⋯ + ∆𝐴𝑛)/𝑛

Trong đó ∆Ᾱ là sai số ngẫu nhiên. Trong trường hợp không cho phép

thực hiện phép đo nhiều lần (n<5), thì không tính sai số ngẫu nhiên theo công

thức mà chọn giá trị ∆Amax trong số các giá trị sai số tính được từ công thức.

Kết quả đo đại lượng A không cho dưới dạng một con số, mà cho dưới

dạng một khoảng giá trị trong đó chắc chắn có chứa giá trị thực của đại lượng A:

(Ᾱ − ∆𝐴) < 𝐴 < (Ᾱ + ∆𝐴)

2.4. Thiết kế hệ thống và phương pháp nghiên cứu

2.4.1. Thiết kế và xây dựng hệ thống MBR khí nâng

69

Hệ thống MBR khí nâng quy mô phòng thí nghiệm bao gồm bể sinh

học hiếu khí kết hợp với hệ màng lọc khí nâng có quy mô xử lý 50L/ngày đã

được lắp đặt và thử nghiệm. Hình 2.3 trình bày chi tiết sơ đồ tổng quát hệ

thống này.

Hình 2.3 Sơ đồ tổng quát hệ thống xử lý công suất 50L/ngày a. Bể sinh học hiếu khí:

Bể phản ứng được chế tạo từ nhựa acrylic trong suốt tạo thuận lợi cho

việc quan sát quá trình vận hành và đảo trộn của bùn hoạt tính cũng như tình

trạng hoạt động của các thiết bị bên trong, bể có dung tích hữu dụng là 30L.

Đáy bể hình côn để thuận lợi cho việc lắng tách bùn hoạt tính. Đường ống sục

khí được đặt ngang phía trên đáy thuận lợi cho việc phân bố đồng đều khí và

không ảnh hưởng đến lắng tách bùn hoạt tính. Nước được cấp từ trên thông

qua đường ống được đặt phía dưới bể ngang tầm của ống sục khí, qua bơm

định lượng có khả năng điều chỉnh lưu lượng, và nước sau xử lý chảy tràn ở

70

phần trên của bể. Một máy thổi khí được sử dụng nhằm cung cấp cho quá

trình sục khí và lưu lượng được theo dõi và kiểm soát thông qua lưu lượng kế.

Bảng 2.2 Các thiết bị kết nối với bể sinh học hiếu khí

TT Thiết bị Thông số kỹ thuật

1. Bơm cấp nước thải Công suất: 45W; lưu lượng: 10 L/giờ.

2. Máy thổi khí Công suất: 38W; lưu lượng: 90 L/phút.

3. Lưu lượng kế Giải đo 0 - 10 L/phút, giải điều chỉnh 0,2 L/phút

4. Van điện từ 1 chiều, van xả nước, van xả bùn

b. Hệ thống màng lọc khí nâng

Module màng lọc có khí nâng công suất 50L/ngày được cấu tạo bởi 2

màng lọc dạng ống với kích thước: đường kính ống màng d=60mm, chiều cao

h=1.000mm. Các thông số kỹ thuật khác của màng được giới thiệu qua Bảng

2.3 và Bảng 2.4. Nước được cấp vào màng thông qua bơm 0,25 kW, và được

hút ra bằng bơm công suất 0,25 kW khí được cấp vào màng qua bộ phận trộn

khí và bơm chân không đảm bảo chất lượng và số lượng khí cấp. Khí và nước

được kiểm soát thông qua lưu lượng kế và áp kế chuyên dụng cho mỗi loại.

Thiết kế với hai Module cột màng, có van đóng mở ở từng cột và van xả đáy

nên có thể dễ dàng tháo rửa một cột mà không ảnh hưởng đến hoạt động của

cột còn lại.

Sau khi lắp đặt xong các Module màng riêng rẽ vào hệ, tiến hành thử

tải và thử áp. Trong đó, điều kiện thử tải là tiến hành chạy bằng nước máy qua

màng để nước tuần hoàn ở áp suất 0,3 bar. Và điều kiện thử áp là chạy bằng

nước máy và tăng áp suất từ từ của đường nước tuần hoàn lên 1 bar. Sau đó

tiến hành kiểm tra độ kín nước, vị trí nào bị rò nước đánh dấu và khắc phục

lại đến khi hết rò nước. Với đường khí cấp vào hệ, kiểm tra độ kín khí bằng

bọt xà phòng nếu có vị trí hở khí sẽ được khắc phục đến khi kín hoàn toàn.

71

Luận án cũng tiến hành nghiên cứu các chế độ chạy của một Module

màng trước khi lắp kết hợp các Module màng liên kết với nhau. Do vậy, Luận

án đã tiến hành thiết lập một Module riêng với công suất nhỏ hơn cho một

màng để khảo sát với đầy đủ các bộ phận: đường nước vào - ra, đường nước

tuần hoàn, đường khí nâng cấp vào (Hình 2.4).

Bảng 2.3 Điều kiện hoạt động của màng ở quy mô phòng thí nghiệm

Điều kiện

Áp suất pH Nhiệt độ

Dung dịch rửa màng

Ghi chú Ở 25oC Ở 800 kPa Ở 600k Pa Ở 25oC Giá trị -20 đến 800 kPa 2-10 <40oC <60oC Chlorine <500ppm H2O2, C <1000ppm NaOH, pH < 11 HNO3, pH > 2

\

(1, Đầu nước vào; 2, Đường khí nâng cấp vào; 3, Đường nước sau lọc;

4, Đường nước tuần hoàn)

Hình 2.4 Hệ thống thử nghiệm kiểm tra hoạt động của Module màng lọc đơn

72

Hình 2.5 Hệ Module màng hoàn thiện

Màng lọc sử dụng được sản xuất bởi công ty Berghof (Đức) với các

thông số kỹ thuật được mô tả tại Bảng 2.4

Bảng 2.4 Thông số kỹ thuật của modul màng (UF) quy mô phòng thí nghiệm

Kích thước

Ký hiệu

Vật liệu

tmax

pmax

Chiều dài

lỗ lọc

MO P1U

30µm

PVDF

40oC 800kPa

500mm

(0,5m)_I5

2.4.2. Nghiên cứu hiệu quả sử dụng vi sinh vật tại chỗ trong việc cải thiện

hoạt động của công trình xử lý sinh học trong hệ thống MBR khí nâng

Nghiên cứu 1: Đánh giá khả năng sử dụng vi sinh vật tại chỗ cho bể

sinh học hiếu khí xử lý nước thải giết mổ lợn và xác định thời gian khởi động.

Trong nghiên cứu này, 2 bể sinh học hoạt động theo từng mẻ với các

thông số vận hành giống nhau (thời gian vận hành mỗi mẻ, nước thải đầu vào,

pH, DO). Sơ đồ mô hình thí nghiệm cho nghiên cứu này được mô tả trong

Hình 2.6. Tuy nhiên, 1 bể sẽ sử dụng 10L bùn hoạt tính thông thường từ hệ

73

thống xử lý nước thải của nhà máy bia Việt Hà (kí hiệu là VSVTT); bể sinh

học còn lại cũng sử dụng bùn hoạt tính thông thường nhưng được bổ sung

thêm chế phẩm với mật độ 104 CFU/ml [9] chứa các vi sinh vật tại chỗ được

phân lập từ chính nước thải giết mổ lợn (kí hiệu là VSVTC). Chu kì của mỗi

mẻ xử lý là 12 giờ/mẻ, trong đó thời gian sục khí là 11 giờ 15 phút, thời gian

lắng và xả là 45 phút. Mỗi mẻ có 10 lít nước thải được cấp vào bể và xả ra, với

--N, TN, SS. Chu kì lặp lại

thời gian cấp là 1 giờ ở lưu lượng 10 L/giờ. Các mẫu nước đầu ra được lấy và

+-N, NO3

--N, NO2

phân tích các chỉ số COD, NH4

trong các ngày liên tục và khi kết quả các chỉ số đầu ra ổn định và đạt tiêu chuẩn

loại B của QCVN 40:2011/BTNMT thì quá trình khởi động của hệ vi sinh vật

kết thúc, có thể chuyển sang giai đoạn vận hành ổn định. Chỉ số pH của nước

thải thường xuyên được kiểm tra và điều chỉnh nếu cần thiết để duy trì ở mức

7,5±1, nồng độ oxy hòa tan cũng được kiểm thường xuyên và duy trì ở giá trị

DO lớn hơn 2 mg/L thông qua việc điều chỉnh van của máy sục khí.

Hình 2.6 Mô hình bể xử lý sinh học quy mô phòng thí nghiệm

Nghiên cứu 2: Nghiên cứu ảnh hưởng của thời gian lưu nước trong bể

hiếu khí sử dụng vi sinh vật tại chỗ đến hiệu quả xử lý.

74

Tiếp tục sử dụng 2 bể xử lý được vận hành ở nghiên cứu 1 với chu kì

hoạt động là 12 tiếng, các điều kiện vận hành khác cũng tương tự như nghiên

cứu 1. Tuy nhiên, tiến hành lấy mẫu nước thải liên tục trong 12 giờ của chu

trình, khoảng cách mỗi lần lấy mẫu là 1 giờ. Mẫu được lấy trực tiếp trong bể

--N.

xử lý, mẫu sau khi được thu thập sẽ được lọc để loại bỏ sinh khối trước khi

+-N, NO2

--N và NO3

được phân tích các chỉ tiêu COD, NH4

Nghiên cứu 3: Nghiên cứu ảnh hưởng của nồng độ MLSS tới hiệu quả

xử lý và xác định thời gian lưu bùn (SRT) thích hợp cho bể sinh học sử dụng

vi sinh vật tại chỗ để xử lý nước thải giết mổ lợn.

a. Nghiên cứu ảnh hưởng của nồng độ MLSS

Bể phản ứng sinh học hiếu khí có bổ sung các vi sinh vật tại chỗ được

khởi động từ nghiên cứu 1 sẽ tiếp tục được sử dụng cho nghiên cứu 3 này.

Các điều kiện vận hành cơ bản tương tự như nghiên cứu 2, trong khi đó để

khảo sát ảnh hưởng của nồng độ MLSS tới hoạt động của bể phản ứng, các

giá trị MLSS khác nhau được sử dụng và lượng bùn dư cũng được tách hàng

ngày nhằm duy trì nồng độ MLSS nhất định. Trước khi bắt đầu mỗi mẻ xử lý,

nồng độ MLSS sẽ được xác định. Dựa trên giá trị MLSS này có thể xác định

được thể tích hỗn hợp bùn và nước thải cần xả bỏ để duy trì được nồng độ

bùn như mong muốn. Mẫu nước thải trước và sau khi xử lý của mỗi mẻ được

thu thập và phân tích để theo dõi sự thay đổi về hiệu suất xử lý tương ứng với

sự thay đổi của tải lượng ô nhiễm đầu vào. Nghiên cứu được tiến hành trong

thời gian 30 ngày.

b. Xác định thời gian lưu bùn (SRT) thích hợp

Nội dung nghiên cứu này sẽ tập trung vào việc phân tích mối liên hệ

giữa sự thay đổi giá trị MLSS và hiệu quả xử lý COD, TN đã được phân tích

từ nghiên cứu 1. Từ đó, có thể tính toán được giá trị thời gian lưu bùn thích

75

hợp (SRT) để sử dụng cho các nghiên cứu tiếp theo, và có giá trị tham khảo

cho các tính toán thiết kế khi áp dụng công nghệ trong quy mô lớn hơn.

Nghiên cứu 4: Khảo sát ảnh hưởng của tải lượng ô nhiễm (COD và

TN) tới hiệu quả hoạt động của bể xử lý sinh học sử dụng vi sinh vật tại chỗ.

Trong nghiên cứu này, bể xử lý đã mô tả trong hình Hình 2.6 sẽ được

vận hành ở dạng bể xử lý dòng chảy liên tục với các thông số vận hành giống

như với các nghiên cứu trước và đặc biệt thời gian lưu nước và nồng độ bùn

thích hợp cần duy trì được lựa chọn lần lượt từ nghiên cứu 2 và 3. Nồng độ

COD và TN biến thiên tùy theo tính chất của nước thải thực tế tại cơ sở được

sử dụng cho nghiên cứu, vì vậy tải lượng ô nhiễm sẽ được điều chỉnh bằng

cách thay đổi lưu lượng nước thải vào bể xử lý. Mẫu nước thải trước và sau

khi xử lý được thu thập hàng ngày và phân tích để theo dõi sự thay đổi về

hiệu suất xử lý tương ứng với sự thay đổi của tải lượng ô nhiễm đầu vào.

Nghiên cứu được tiến hành trong thời gian 40 ngày.

2.4.3. Nghiên cứu ảnh hưởng của việc sử dụng vi sinh vật tại chỗ tới hiệu

quả hoạt động của hệ thống MBR khí nâng

Nghiên cứu 5: Nghiên cứu đánh giá ảnh hưởng của việc sử dụng vi

sinh vật tại chỗ tới hoạt động của hệ thống MBR khí nâng.

Trong nghiên cứu này, hệ thống MBR khí nâng hoàn chỉnh theo mô tả

trong Hình 2.3. sẽ được vận hành thử nghiệm với các thông số tối ưu cho quá

trình xử lý hiếu khí đã được lựa chọn từ các nghiên cứu trước. Hệ thống sẽ

được vận hành ở 2 trường hợp khác nhau. Một là vận hành với bùn hoạt tính

được bổ sung vi sinh vật tại chỗ với nồng độ MLSS được lựa chọn từ nghiên

cứu 3. Hai là sử dụng bùn hoạt tính thông thường với giá trị MLSS duy trì

trong khoảng 4.000 - 6.000 mg/L. Các thông số vận hành khác được duy trì

trong suốt thời gian nghiên cứu bao gồm lưu lượng sục khí 0,4 L/phút, áp suất

vận chuyển qua màng ban đầu là 1 bar và vận tốc nước chảy trong ống màng

76

1,2 m/giây. Giá trị năng suất lọc của màng và áp suất vận chuyển qua màng sẽ

được theo dõi trong quá trình vận hành màng ở hai giá trị MLSS khác nhau

trong 40 ngày. Các giá trị thu thập được sẽ được sử dụng làm cơ sở để so sánh

và đánh giá được vai trò của việc sử dụng vi sinh vật tại chỗ đối với việc cải

thiện hoạt động của hệ thống màng MBR khí nâng.

2.4.4. Nghiên cứu xác định điều kiện vận hành tối ưu cho hệ thống MBR

khí nâng sử dụng vi sinh vật tại chỗ

2.4.4.1. Khảo sát ảnh hưởng của các thông số vận hành tới hoạt động của hệ

MBR khí nâng

Nghiên cứu 6: Nghiên cứu ảnh hưởng của các thông số vận tốc nước chảy,

áp suất vận chuyển và lưu lượng sục khí tới hoạt động của hệ MBR khí nâng.

a. Khảo sát ảnh hưởng của vận tốc chảy trong ống màng và áp suất vận

chuyển tới hoạt động của hệ màng MBR khí nâng

Để xác định được các thông số vận hành này, hệ màng được lắp đặt như

trong Hình 2.3 sẽ được thử nghiệm với nước sạch, nghiên cứu vận hành với

các điều kiện thay đổi về: vận tốc nước đi trong ống màng (m/giây) và áp suất

vận chuyển của màng (bar), lần lượt bằng cách điều chỉnh lưu lượng bơm hút

nước qua màng trong khoảng giá trị từ 0,2 đến 1,5 m/giây với các giá trị áp

suất khác nhau lần lượt là 0 bar, 0,2 bar, 0,3 bar, 0,5 bar, 0,8 bar, 1,2 bar, 1,5

bar, 1,8 bar và 2 bar. Kết quả của nghiên cứu sẽ giúp xác định được mối quan

hệ giữa vận tốc nước đi trong ống màng và áp suất vận chuyển với hiệu quả

hoạt động của màng, từ đó có thể lựa chọn được các thông số vận hành thích

hợp.

b. Khảo sát ảnh hưởng của lưu lượng sục khí tới hoạt động của hệ màng

MBR khí nâng

Sau khi đã khảo sát được ảnh hưởng của vận tốc nước trong ống màng

và áp suất vận chuyển, thì tại nghiên cứu này, các giá trị lưu lượng khí nâng là

77

0,3 và 0,5 L/phút sẽ được khảo sát tại các giá trị áp suất vận chuyển khác

nhau thông qua việc điều chỉnh bơm cấp khí và lưu lượng kế.

c. Khảo sát lựa chọn phương pháp làm sạch màng

Các biện pháp cải tiến màng như sử dụng khí nâng có thể hỗ trợ làm

giảm thiểu khả năng tắc nghẽn màng, tuy nhiên trong thực tế vẫn cần thực hiện

các biện pháp vệ sinh làm sạch màng định kỳ để kéo dài tuổi thọ của màng.

Các biện pháp vệ sinh màng sẽ được nghiên cứu đó là phương pháp sử dụng

hóa chất làm sạch và sử dụng nước sạch. Với phương pháp sử dụng hóa chất, 2

loại hóa chất sẽ được sử dụng bao gồm NaOH (pH = 10,7) và HNO3 (pH = 3),

thời gian ngâm lần lượt với 2 loại hóa chất là 2 giờ và 30 phút. Phương pháp sử

dụng hóa chất làm sạch là phương pháp phổ biến được sử dụng trong việc vệ

sinh màng. Trong khi đó, bằng việc sử dụng khí nâng trong suốt quá trình vận

hành có thể giúp hạn chế đáng kể khả năng tắc nghẽn màng, Khi đó nếu chỉ cần

vệ sinh bổ sung bằng nước sạch mà màng vẫn duy trì được khả năng hoạt động

tốt thì sẽ giúp tiết kiệm được đáng kể chi phí vệ sinh màng.

2.4.4.2. Nghiên cứu khảo sát các thông số vận hành tối ưu khi sử dụng vi sinh

vật tại chỗ của hệ thống MBR khí nâng.

Nghiên cứu 7: Nghiên cứu xác định tải lượng COD và TN tối ưu cho

hệ thống MBR khí nâng có sử dụng vi sinh vật tại chỗ

a. Nghiên cứu xác định áp suất vận chuyển và lưu lượng sục khí tối ưu

cho hệ thống MBR khí nâng có sử dụng vi sinh vật tại chỗ

Tại nghiên cứu này, hệ thống hoàn chỉnh được mô tả trong Hình 2.3 sẽ

được vận hành với lưu lượng sục khí từ 0 -1,6 L/phút và trong các điều kiện

áp suất vận chuyển khác nhau đã khảo sát ở nghiên cứu 6, từ đó lựa chọn

được lưu lượng sục khí và áp suất thích hợp cho quá trình vận hành hệ thống

MBR khí nâng có sử dụng vi sinh vật tại chỗ.

78

b. Nghiên cứu xác định vận tốc nước chảy trong ống màng tối ưu cho

hệ thống MBR khí nâng có sử dụng vi sinh vật tại chỗ

Hệ thống MBR khí nâng sử dụng vi sinh vật tại chỗ sẽ được vận hành

trong điều kiện áp suất vận chuyển và lưu lượng sục khí thích hợp đã xác định

ở nghiên cứu trên, trong khi đó các các giá trị vận tốc nước khác nhau sẽ được

thử nghiệm liên tục trong thời gian 45 ngày. Năng suất lọc của màng và áp

suất vận chuyển sẽ được kiểm tra hàng ngày để làm cơ sở đánh giá và lựa

chọn vận tốc phù hợp

c) Nghiên cứu xác định tải lượng COD và TN tối ưu cho hệ thống MBR

khí nâng có sử dụng vi sinh vật tại chỗ

Trong nghiên cứu này, một hệ thống MBR khí nâng hoàn chỉnh sẽ được

vận hành với các thông số vận hành thích hợp cho module màng lọc đã lựa

chọn từ các nghiên cứu trước. Các giá trị tải lượng ô nhiễm theo COD và TN

khác nhau sẽ được thử nghiệm nhằm xác định được giá trị thích hợp cho hệ

thống MBR khí nâng được sử dụng vi sinh vật tại chỗ ứng dụng trong xử lý

nước thải giết mổ lợn.

2.5. Tiểu kết chương 2

Để có được cái nhìn tổng quan về các vấn đề liên quan đến lĩnh vực

nghiên cứu của đề tài, cũng như xây dựng được quy trình nghiên cứu nhằm

đạt được các mục tiêu nghiên cứu, bước đầu các phương pháp luận, phương

pháp điều tra và thu thập tài liệu đã được nghiên cứu sinh thực hiện.

Sau khi đã có được định hướng cho nghiên cứu, nghiên cứu sinh đã tiến

hành xây dựng các phương pháp nghiên cứu phù hợp với mỗi nội dung nghiên

cứu cụ thể của Luận án.

Đối với nội dung nghiên cứu thứ 1, các kỹ thuật về lấy mẫu và phân tích

chất lượng nước đối với một số chỉ tiêu ô nhiễm đã được thực hiện. Các kỹ

thuật này đề được thực hiện tuân theo các tiêu chuẩn trong nước và quốc tế.

79

Đối với mục tiêu thứ nhất về nghiên cứu ứng dụng được các vi sinh vật

tại chỗ trong xử lý nước thải giết mổ lợn bằng phương pháp hiếu khí, nghiên

cứu sinh đã tiến hành thiết kế và xây dựng hệ thống thử nghiệm quy mô phòng

thí nghiệm công suất 50 L/ngày. Hệ thống mô phỏng lại hoạt động của một

công trình xử lý hiếu khí trong thực tế. Các nghiên cứu 1, 2, 3 và 4 đã được

thực hiện với hệ thống này. Trong đó tập trung vào đánh giá khả năng sử dụng

vi sinh vật tại chỗ cho bể sinh học hiếu khí xử lý nước thải giết mổ lợn và xác

định thời gian khởi động, khảo sát ảnh hưởng của thời gian lưu nước, thời gian

lưu bùn, nồng độ MLSS và tải lượng ô nhiễm tới hoạt động của vi sinh vật. Các

nghiên cứu cứu này đều được tiến hành với 2 bể xử lý có thiết kế tương tự

nhau, một bể được bổ sung vi sinh vật tại chỗ và một bể chỉ sử dụng bùn hoạt

tính thông thường. Đây là cơ sở chính xác giúp đánh giá được ưu điểm của việc

sử dụng các vi sinh vật tại chỗ đối với nước thải giết mổ lợn.

Đối với mục tiêu nghiên cứu thứ 2 về nghiên cứu xác định được điều

kiện vận hành tối ưu cho hệ thống MBR khí nâng sử dụng vi sinh vật tại chỗ để

xử lý nước thải cho cơ sở giết mổ lợn, một hệ thống quy mô phòng thí nghiệm

cũng đã được thiết lập. Để đạt được mục tiêu này, các nghiên cứu 5, 6 và 7 sẽ

được tiến hành. Từ các nghiên cứu này, vận tốc nước qua màng, áp suất vận

chuyển và lưu lượng sục khí thích hợp sẽ được lựa chọn nhờ việc khảo sát các

dải giá trị khác nhau của từng số. Đồng thời các giá trị tải lượng ô nhiễm COD

và TN phù hợp cho quá trình xử lý hiệu quả cũng sẽ được xác định.

Cuối cùng, việc tập hợp các thông số kỹ thuật, các kết quả phân tích

chất lượng nước từ các thí nghiệm trên kết hợp với việc tham khảo các tài liệu

liên quan sẽ là cơ sở để nghiên cứu sinh có thể đưa ra được các đề xuất các

giải pháp quản lý và giám sát xử lý nước thải lò giết mổ tập trung.

80

Chương 3: KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU ỨNG DỤNG VI SINH VẬT TẠI

CHỖ TRONG CÔNG NGHỆ MBR KHÍ NÂNG XỬ LÝ NƯỚC THẢI

GIẾT MỔ LỢN

3.1. Khảo sát đặc tính của nước thải giết mổ lợn từ cơ sở giết mổ Thịnh An

Nước thải được lấy tại các cống tập trung của cơ sở giết mổ Thịnh An,

nước được lấy từ 3 - 4 giờ sáng, đây là thời điểm mà lượng nước xả ra nhiều

nhất. Nước thải được lấy vào các can chứa 20L và bảo quản mẫu bằng tủ lạnh ở

nhiệt độ 2 - 40C. Mẫu nước thải được lấy theo hàng tuần.

Bảng 3.1 Kết quả phân tích mẫu nước thải tại cơ sở giết mổ lợn Thịnh An tại

xã Vạn Phúc, huyện Thanh Trì, thành phố Hà Nội

QCVN Rửa 2 (Công Chỉ Đơn vị Rửa 1 (Công 40:2011/BTNMT đoạn làm nội tiêu tính đoạn giết mổ) tạng) (cột B)

COD mg/l 2.206 1.960 150

mg/l 1.673 1.281 50 BOD5

TSS mg/l 225 480 100

DO mg/l 0,3 0,15 -

pH 6,3 6,05 5,5-9

TDS mg/l 337 673 -

Độ đục NTU 558 563 -

+-N mg/l

Cl- mg/l 68,9 215 1.000

87,5 94,3 10 NH4

--N mg/l

- 0,1 0,2 NO3

TN mg/l 261 239 40

TP mg/l 11,8 28,8 6

81

QCVN Rửa 2 (Công Đơn vị Rửa 1 (Công Chỉ 40:2011/BTNMT đoạn làm nội tính đoạn giết mổ) tiêu tạng) (cột B)

Fe mg/l 16,7 3,28 5

Cr mg/l 0,08 0,2 0,1

Mn mg/l 1,4 1,9 1

150 Độ màu Pt-Co 5.176 5.715

Ghi chú:

- Rửa 1: mẫu lấy tại vị trí ngay sau khi mổ (chưa qua khâu chế biến nội tạng)

- Rửa 2: mẫu lấy tại vị trí sau khi đã hoàn thành các công đoạn mổ (có

cả chế biến nội tạng)

Lưu lượng sử dụng nước và nước thải của lò giết mổ Thịnh An dao

động trong khoảng 190 - 200 m3/ngày đêm. Nước thải phần lớn sinh ra qua

các khâu mổ bụng, pha thịt, làm lòng. Thực tế hiện nay, hệ thống thu gom

chất thải của cơ sở đã nhiều lần xuống cấp, trải qua các lần cải tạo thì hiện

nay các chất thải được thải ra qua các vị trí cống khác nhau thay vì chỉ có 1

công phát thải chính. Cụ thể, nghiên cứu sinh đã thực hiện lấy mẫu tại 2 điểm:

điểm thứ nhất (rửa 1) lấy tại vị trí sau khi mổ; điểm thứ 2 (rửa 2) lấy tại vị trí

sau khi hoàn thành tất cả các công đoạn mổ. Các thông số chỉ tiêu phân tích

các mẫu nước thải tại lò giết mổ Thịnh An được tóm lược trong Bảng 3.1.

Kết quả tại Bảng 2.1, đối với nước thải ngay sau khi mổ (rửa 1) các chỉ

tiêu: COD, BOD, TSS, amoni, TN, TP, Fe, Mn và độ màu có nồng độ vượt

mức quy định so với cột B của QCVN 40:2011/BTNMT. Trong đó COD vượt

12,6 lần; BOD vượt 20,22 lần; TSS vượt 5,25 lần; amoni vượt 8,75 lần; TN

vượt 6,52 lần; TP vượt 2 lần; hàm lượng Fe vượt 3,34 lần; hàm lượng Mn

vượt 1,4 lần; độ màu vượt 34,5 lần. Đối với nước thải chung có cả khâu chế

82

biến nội tạng (rửa 2) các chỉ tiêu: COD, BOD, TSS, amoni, TN, TP, Mn và độ

màu có nồng độ vượt mức quy định so với cột B theo QCVN

40:2011/BTNMT. Trong đó COD vượt 13,89 lần; BOD vượt 20,38 lần; TSS

vượt 9,77 lần; amoni vượt 9,43 lần; TN vượt 8,3 lần; TP vượt 4 lần; hàm

lượng Mn vượt 1,9 lần; độ màu vượt 38,1 lần.

Nước thải trong công đoạn chế biến nội tạng có đa số thành phần gây ô

nhiễm lớn hơn so với nước thải được lấy riêng ngay sau khi mổ. Riêng có chỉ

tiêu TP và hàm lượng Fe tổng số là ở khâu mổ có giá trị cao hơn. Nguyên

nhân có thể do khâu mổ thành phần Fe trong máu bị rửa trôi vào dòng nước

thải.

Cơ sở giết mổ lợn tập trung hoạt động vào đêm từ 0 giờ - 5 giờ sáng do

đó việc khảo sát đặc trưng nước thải của cơ sở cũng phải lấy mẫu vào ban

đêm. Nghiên cứu sinh tiến hành lấy mẫu liên tục trong 1 tuần và mỗi đêm lấy

5 mẫu ở các thời điểm khác nhau và trộn đều thành 1 mẫu để phân tích các chỉ

số ô nhiễm. Các mẫu lấy ở nguồn dòng thải chính của khâu giết mổ và khâu

làm lòng. Mẫu được lấy tại các hố gom chung của dòng thải ở các khâu.

Theo như kết quả phân tích có thể thấy, nồng độ TP trong nước thải từ

cơ sở giết mổ Thịnh An là tương đối thấp, và có thể được xử lý bằng quá trình

xử lý hiếu khí thông thường để đạt được yêu cầu theo QCVN. Chính vì vậy,

Luận án tập trung nghiên cứu vào việc khảo sát và cải thiện hiệu quả xử lý

COD, và các hợp chất của nitơ. Cụ thể, nước thải giết mổ sau khi được lấy và

--N, TN, SS. Chất lượng nước thải được đánh giá trên

đưa về phòng thí nghiệm bảo quản lạnh để phân tích các chỉ tiêu pH, COD,

+-N, NO3

--N, NO2

NH4

cơ sở so sánh với QCVN 40:2011/BTNMT quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về

nước thải công nghiệp.

83

3.2. Nghiên cứu khả năng ứng dụng vi sinh vật tại chỗ cho hệ thống MBR

khí nâng xử lý nước thải giết mổ lợn

3.2.1. Đánh giá khả năng sử dụng vi sinh vật tại chỗ cho bể sinh học hiếu

khí xử lý nước thải giết mổ lợn và xác định thời gian khởi động (nghiên

cứu 1)

Để có cơ sở đánh giá được khả năng thích nghi của các vi sinh vật tại

chỗ được bổ sung trong bể xử lý hiếu khí, thì một bể thứ hai đã được vận

hành song song. Bể này chỉ sử dụng bùn hoạt tính thông thường và các thông

số vận hành là tương tự. Kết quả phân tích các chỉ tiêu của nước trước và sau

khi xử lý sẽ cung cấp dữ liệu để đánh giá so sánh được khả năng, tốc độ thích

nghi của các vi sinh vật trong bùn hoạt tính thông thường và của bể xử lý

được bổ sung các vi sinh vật tại chỗ với nước thải từ quá trình giết mổ lợn.

3.2.1.1. Đánh giá khả năng xử lý COD

Giá trị COD phản ánh mức độ ô nhiễm hữu cơ của một loại nước thải

bất kì và là một thông số ô nhiễm đặc trưng của nước thải giết mổ lợn. Chính

vì vậy, hiệu quả xử lý COD của các quá trình xử lý nước thải là một dữ liệu

quan trọng để có thể đánh giá được khả năng thích nghi và hoạt động của các

vi sinh vật được sử dụng trong môi trường nước thải giết mổ lợn. Nghiên cứu

của nhóm tác giả Keskes [59] sử dụng phương pháp bể phản ứng theo mẻ

(SBR) xử lý nước thải có nồng độ COD trong khoảng 1.600 - 2.000 mg/L.

Trong nghiên cứu này, hiệu quả xử lý COD của mô hình trong những ngày

đầu tiên cũng duy trì ở mức 70 - 80%, phải đến ngày thứ 20 hiệu quả xử lý

mới có sự cải thiện đáng kể lên >90%. Kết quả này đã chứng minh, đối với

bùn hoạt tính thông thường, để đạt được hiệu quả xử lý cao và ổn định thì cần

có thời gian để các vi sinh vật có thể thích nghi. Thời gian này sẽ khác nhau

tùy thuộc vào đặc tính của nguồn bùn hoạt tính cũng như điều kiện vận hành.

84

Trong nghiên cứu này, nước thải từ cơ sở giết mổ lợn Thịnh An được

sử dụng có giá trị COD trong khoảng 1.361 - 1.620 mg/L. Theo Hình 3.1 và

Hình 3.2, tại bể chỉ sử dụng bùn hoạt tính thông thường (VSVTT), hiệu quả

xử lý của 2 mẻ đầu tiên chỉ đạt 56 - 59% tương ứng với nồng độ COD trong

nước sau xử lý là khoảng 600 - 700 mg/L. Tới ngày thứ 4, hiệu quả xử lý có sự

gia tăng đều, và nồng độ COD sau xử lý chỉ còn 321 mg/L ứng với hiệu suất

xử lý là 79%. Kết quả này đã cho thấy vi sinh vật trong bể đã bắt đầu thích

nghi với nước thải từ đó hiệu quả xử lý đã được cải thiện đáng kể. Tuy nhiên,

sau 10 ngày vận hành, hiệu quả xử lý COD không có sự cải thiện nhiều và cao

nhất đạt 85% với nồng độ 206 mg/L, giá trị này cao hơn nhiều so với tiêu

chuẩn B (QCVN 40:2011/BTNMT). Và để đạt được hiệu quả cao hơn nữa, thì

cần thêm thời gian để VSV thích nghi hoàn toàn và đạt được trạng thái tốt

nhất.

Bể phản ứng có sử dụng vi sinh vật tại chỗ (VSVTC) cho thấy sự khác

biệt trong hiệu quả xử lý COD so với bể VSVTT. Chế phẩm vi sinh được sử

dụng có chứa các chủng vi khuẩn thuộc nhóm Bacillus tồn tại sẵn trong nước

thải giết mổ lợn với khả năng đồng hóa cơ chất đa dạng [9],[ 55], và khả năng

xử lý nhanh COD trong nước thải. Chính vì vậy, khi được bổ sung vào bùn

hoạt tính, chúng cho thấy khả năng thích nghi rất nhanh với nước thải giết mổ

lợn từ cơ sở giết mổ Thịnh An. Ngay từ những mẻ xử lý đầu tiên, hiệu suất

xử lý COD đã đạt được >90% (giá trị COD đầu ra đạt < 129 mg/L). Hiệu suất

tiếp tục tăng lên mức cao nhất đạt 96% cho thấy các VSV vẫn duy trì và phát

triển ổn định trong các mẻ xử lý tiếp theo. Đặc biệt, giá trị COD đầu ra chỉ

còn 56 - 60 mg/L, thấp hơn giá trị theo cột B (QCVN 40:2011/BTNMT) là

100 mg/L. Như vậy chỉ trong vòng 5-7 ngày khởi động bể, các VSV đã thích

nghi tốt và tham gia vào quá trình xử lý ô nhiễm.

85

Hình 3.1 Diễn biến nồng độ COD theo thời gian

Hình 3.2 Diễn biến hiệu suất xử lý COD theo thời gian

86

3.2.1.2. Đánh giá khả năng xử lý nitơ tổng (TN)

a. Kết quả theo dõi nồng độ NH4

+-N, NO2

--N, và NO3

--N

Như đã giới thiệu ở Chương 1, các protein chiếm tỉ trọng lớn trong

nước thải từ hoạt động giết mổ lợn. Vì vậy trong điều kiện sục khí kéo dài và

sự có mặt của các vi sinh vật hiếu khí trong bùn hoạt tính, các protein này có

thể dễ dàng bị phân giải và giải phóng amoni vào nước thải [51],[ 66],[ 89].

Kết quả là nồng độ amoni trong bể phản ứng tăng và trực tiếp ảnh hưởng tới

hiệu quả xử lý amoni cũng như TN của bể xử lý. Việc bổ sung các vi sinh vật

tại chỗ đã được phân lập tuyển chọn từ nước thải giết mổ lợn có thể giúp hạn

chế đáng kể hiện tượng này. Các vi sinh vật được bổ sung có khả năng đồng

hóa tốt các hợp chất hữu cơ đồng thời tích lũy amoni trong nước thải để xây

dựng các thành phần cần thiết cho tế bào mới [65] thay vì phân giải các hợp

--N ở cả hai bể phản ứng

chất như trên. Hiện tượng này có thể được nhận thấy rõ hơn khi quan sát diễn

+-N, NO2

--N, và NO3

biến thay đổi nồng độ NH4

(Hình 3.3 và Hình 3.4)

Khi so với các vi sinh vật xử lý COD, thì các vi sinh vật oxy hóa amoni

(AOB) và nitrit (NOB) cũng có tốc độ sinh trưởng chậm hơn [40]. Tức là

trong cùng một môi trường, nồng độ COD cao sẽ giúp các vi sinh vật xử lý

COD chiếm ưu thế ban đầu. Chính vì vậy, khi theo dõi diễn bể VSVTT trong

+-N cao nhất trong nước sau xử lý lên tới 85 mg/L. Amoni

quá trình nghiên cứu, đặc biệt là trong các mẻ đầu từ 1-4 với nồng độ COD

cao, thì nồng NH4

gần như chưa được xử lý mà thay vào đó là amoni từ các hợp chất hữu cơ

được giải phóng. Tuy nhiên thì từ mẻ thứ 5 thì các vi sinh vật AOB và NOB

cũng đã bắt đầu thích nghi được. Minh chứng đó là có sự gia tăng nồng độ

nitrit cũng như nitrat trong nước thải dù cho nồng độ không cao trung bình lần

lượt là 2,41 và 2,43 mg/L. Đồng thời, các vi sinh vật oxy hóa chất hữu cơ đã

phát triển đến một giới hạn nhất định tương ứng với lượng COD đầu vào.

87

Thời gian lưu của bùn là thuận lợi hơn để các vi sinh vật oxy hóa amoni và

nitrat bắt đầu phát triển.

Ở bể VSVTC, nồng độ amoni trong nước sau xử lý cũng tăng so với

nước thải đầu vào trong 3 mẻ xử lý đầu tiên. Tuy nhiên, sau khi các vi sinh

vật đã thích nghi được với nước thải thì nồng độ amoni sau xử lý cũng chỉ còn

lại 2,1 mg/L. Đồng thời, cũng có sự gia tăng nhanh nồng độ nitrit và nitrat

trong khi hiệu quả xử lý TN không tăng mạnh ở giai đoạn sau của nghiên cứu.

Điều này xảy ra nhanh và sớm hơn so với 5 ngày như ở bể VSVTT.

b. Kết quả theo dõi nồng độ TN

Hình 3.5 biểu diễn sự thay đổi của nồng độ và hiệu suất xử lý TN ở hai

bể phản ứng được sử dụng trong nghiên cứu. Nồng độ TN trong nước thải đầu

vào được duy trì trong khoảng 152-178 mg/L. Không giống như COD, khả

năng xử lý TN của bể VSVTT là thấp, và cải thiện chậm trong suốt quá trình

tiến hành nghiên cứu. Cụ thể, trong 4 mẻ xử lý đầu tiên, hiệu quả xử lý TN

chỉ đạt mức <20 %, nồng độ TN sau xử lý vẫn ở mức cao là 134,3 mg/L. Hiệu

quả xử lý TN tăng dần và giá trị cao nhất đạt được chỉ là 31%. Trong khi đó,

tại bể phản ứng VSVTC, hiệu quả xử lý TN luôn được duy trì ở mức cao.

Hiệu suất xử lý đạt giá trị cao nhất (88%) chỉ sau 5 ngày vận hành liên tục,

nồng độ TN ở đầu ra duy trì ở mức thấp từ 37,1-21,6 mg/L. Tuy nhiên, từ mẻ

thứ 6 tới mẻ thứ 10, hiệu quả xử lý lại có sự suy giảm xuống mức thấp nhất là

60% tương đương với 68,1 mg/L trong nước sau xử lý. Mặc dù vậy giá trị này

vẫn đảm bảo nước thải sau xử lý đạt chuẩn B (QCVN 40:2011/BTNMT). Như

vậy, cùng với hiệu quả xử lý COD trong giai đoạn này vẫn duy trì ở mức cao

và ổn định, có thể thấy thấy vi sinh vật vẫn đang sinh trưởng và phát triển tốt.

Tuy nhiên, sự phát triển nhanh của sinh khối vi sinh vật cũng khiến cho tỉ lệ

sinh khối cũ bị phân hủy cũng tăng lên và giải phóng amoni [22],[64],[50] đã

88

dẫn tới sự suy giảm hiệu suất xử lý TN của bể phản ứng ở giai đoạn sau của

nghiên cứu.

Hình 3.3 Nồng độ NH4

+-N qua các mẻ xử lý

Hình 3.4 Nồng độ NO2

--N và NO3

--N qua các mẻ xử lý

89

Hình 3.5 Hiệu suất xử lý TN của bể xử lý hiếu khí VSVTT và VSVTC

Như vậy, bể VSVTC có khả năng thích nghi nhanh hơn đáng kể so với

bể phản ứng VSVTT nhờ việc được bổ sung các vi sinh vật đã thích nghi sẵn

với môi trường nước thải giết mổ lợn. Bể đã nhanh chóng đạt được hiệu quả

xử lý cao về cả chỉ tiêu COD và TN so với bể phản ứng VSVTT. Nhiệm vụ

của các nghiên cứu tiếp theo sẽ là khảo sát các điều kiện vận hành thích hợp

hơn (tải lượng ô nhiễm, thời gian lưu bùn, thời gian lưu thủy lực) cho bể phản

ứng có sử dụng chế phẩm nhằm tối ưu hóa khả năng đồng hóa và xử lý chất ô

nhiễm của các vi sinh vật được tùy chọn, đồng thời giảm sự hình thành của

các chất ô nhiễm thứ phát xảy ra do quá trình phân hủy của vi sinh vật, từ đó

cải thiện hiệu suất làm việc của bể phản ứng.

3.2.1.3. Khảo sát tốc độ tăng sinh khối (MLSS) của hệ bùn hoạt tính trong bể

xử lý hiếu khí được bổ sung các vi sinh vật tại chỗ

Các vi sinh vật trong bùn hoạt tính sử dụng các chất ô nhiễm trong

nước thải như một nguồn thức ăn để sinh trưởng và phát triển, kết quả là sinh

khối vi sinh vật sẽ gia tăng cùng với quá trình xử lý chất ô nhiễm. Tuy nhiên,

90

khi lượng sinh khối tăng tới một giới hạn nhất định mà không được thải bỏ

kịp thời thì một phần vi sinh vật trong đó sẽ chết đi. Lúc này quá trình phân

hủy nội bào diễn ra và các cơ chất được giải phóng và trở thành nguồn thức

ăn cho các vi sinh vật mới nhưng đồng thời cũng làm tăng nguy cơ tái ô

nhiễm của nước thải. Trong khi đó, chế phẩm vi sinh được sử dụng có chứa

các chủng vi sinh vật có khả năng tạo sinh khối lớn, tạo bông bùn và kết lắng

nhanh. Điều này vừa giúp giảm nguy cơ gây tái nhiễm giúp duy trì được sự ổn

định của hệ thống, đồng thời tăng khả năng thu hồi bùn dư để sử dụng cho các

mục đích khác như sản xuất phân bón. Vì vậy việc khảo sát tốc độ tăng sinh

khối sẽ đánh giá được hiệu quả hoạt động của các vi sinh vật được bổ sung và

từ đó đưa ra được những khoảng giá trị MLSS thích hợp cho các nội dung

nghiên cứu tiếp theo. Bên cạnh đó, SVI cũng là một thông số liên quan tới

khả năng lắng của bùn hoạt tính, thông thường bùn hoạt tính có khả năng lắng

tốt sẽ có giá trị SVI là 100 - 150 (giá trị từ 50 - 100 có thể là tối ưu đối với

một số dạng bể phản ứng), nếu giá trị này càng lớn (>150) thường liên quan

đến bùn hoạt tính còn non khả năng lắng kém và đi kèm với sự xuất hiện của

các vi sinh vật dạng sợi có thể gây ảnh hưởng tới hoạt động của bùn hoạt tính

còn nếu giá trị này càng thấp thì tuổi bùn là càng cao [72]. Tuy nhiên, giá trị

SVI tối ưu sẽ thay đổi tùy thuộc vào từng cấu hình bể phản ứng cũng như mục

đích của nó.

91

Hình 3.6 Kết quả theo dõi nồng độ MLSS

Chú thích:

- MLSS TT: Giá trị MLSS của bể xử lý sử dụng bùn hoạt tính thông

thường

- MLSS TC: Giá trị MLSS của bể xử lý có vi sinh vật tại chỗ

Hình 3.6 biểu diễn sự thay đổi về nồng độ bùn (MLSS) và chỉ số thể

tích bùn (SVI) của hai bể phản ứng trong nghiên cứu 1. Theo đó, đối với bể

VSVTT, nồng độ bùn hoạt tính tăng dần đều với giá trị ban đầu là 300 mg/L

và đạt được giá trị là 1.900 mg/L sau 10 mẻ xử lý. Bên cạnh MLSS, giá trị

SVI của bùn cũng được theo dõi trong quá trình tiến hành nghiên cứu. Theo

đó, giá trị SVI giảm dần từ 220 ở mẻ thứ nhất về giá trị 140 ở mẻ xử lý cuối

cùng. Như vậy có thể thấy, ở bể VSVTT, đặc tính của bùn hoạt tính đã được

cải thiện đáng kể trong suốt thời gian của nghiên cứu. Tuy nhiên, để bùn hoạt

tính thực sự ở trạng thái tốt nhất cũng như hiệu quả xử lý như mong muốn thì

cần có thêm thời gian thích nghi cho tập hợp vi sinh vật ở đây. Điều này sẽ

làm kéo dài thời gian khởi động của một hệ thống xử lý trong thực tế. Trong

92

nghiên cứu của tác giả Bustillo [34], quá trình xử lý kỵ khí - hiếu khí kết hợp

đã được sử dụng để xử lý nước thải giết mổ. Trong đó, thời gian thích nghi

của hệ vi sinh vật trong các bể xử lý kỵ khí và hiếu khí là 60 ngày.

Bể VSVTC cũng cho thấy tốc độ tăng sinh khối nhanh của bùn hoạt

tính. MLSS tăng dần theo thời gian xử lý từ 1.000 đến 3.000 mg/L. MLSS

tăng nhanh ở các ngày đầu nhưng từ ngày thứ 6 đến thứ 9 thì tốc độ gia tăng

chậm lại và không có sự thay đổi nhiều ở mẻ xử lý thứ 10. Trong khi đó giá

trị SVI theo dõi được duy trì ở mức 50 - 75 (ml/g). Như đã phân tích dựa trên

các số liệu về hiệu suất xử lý COD và TN kết hợp với số liệu về nồng độ bùn

MLSS có thể thấy, 5 mẻ xử lý đầu tiên là thời điểm mà tập hợp vi sinh vật

phát triển nhanh, sinh khối mới tăng mạnh và đạt tới nồng độ tối ưu ứng với

lượng chất ô nhiễm trong nước đầu vào, đồng thời chỉ số SVI cũng cho thấy

khả năng lắng tốt của bùn. Tuy nhiên ở các mẻ xử lý tiếp theo, tốc độ tăng

sinh khối mới giảm dần do nồng độ cơ chất không còn dồi dào, và một phần

sinh khối bắt đầu quá trình tự phân hủy. Như vậy, đối với bùn hoạt tính được

bổ sung các vi sinh vật có khả năng sinh trưởng và phát triển nhanh thì thời

gian lưu bùn là thấp hơn đáng kể so với bùn hoạt tính truyền thống thường

yêu cầu thời gian lưu bùn từ 10 - 15 ngày (sục khí thông thường). Mặc dù

nồng độ sinh khối ở bể VSVTC là thấp hơn nhưng theo khảo sát đã được mô

tả ở mục 3.2.1.1, có thể thấy bể VSVTC vẫn có hiệu quả xử lý cao và ổn định

hơn. Kết quả này bước đầu đã cho thấy khả năng hoạt động mạnh mẽ hơn của

hệ vi sinh vật trong bể VSVTC so với bể VSVTT.

Kết quả này giúp xác định được chế độ vận hành ở thời gian lưu bùn

ngắn hơn so với quá trình bùn hoạt tính truyền thống nhằm duy trì được trạng

thái tối ưu cho hệ thống, duy trì trạng thái lắng tốt của bùn, tránh hiện tượng

tái nhiễm cũng như tạo thuận lợi khi kết hợp bể sinh học với công trình xử lý

khác. Đồng thời cũng có thể nhận thấy được tiềm năng trong việc thu hồi

93

nhanh và khối lượng lớn sinh khối bùn hoạt tính nhằm sử dụng cho các mục

đích khác.

3.2.2. Nghiên cứu các yếu tố ảnh hưởng tới hiệu quả hoạt động của bể sinh

học hiếu khí sử dụng vi sinh vật tại chỗ

3.2.2.1. Nghiên cứu ảnh hưởng của thời gian lưu nước trong bể hiếu khí

(HRT) sử dụng vi sinh vật tại chỗ đến hiệu quả xử lý (nghiên cứu 2)

Các bể phản ứng được sử dụng trong nghiên cứu 1 tiếp tục được sử

dụng trong nghiên cứu 2 theo mô tả tại mục 2.4.2. Kết quả của nghiên cứu

được biểu diễn qua Hình 3.7, Hình 3.8, Hình 3.9.

Hình 3.7 Mỗi liên hệ giữa thời gian lưu và nồng độ COD trong bể xử lý

94

``

Hình 3.8 Mối liên hệ giữa thời gian lưu và nồng độ TN trong bể xử lý

Theo Hình 3.7, có thể quan sát được sự suy giảm của nồng độ COD

trong các bể phản ứng theo thời gian của nghiên cứu. Trong đó, với việc được

sử dụng các vi sinh vật có ích, bể phản ứng VSVTC cho thấy khả năng xử lý

COD nhanh. Sau 4 giờ xử lý, Hiệu suất xử lý COD đã đạt được 65% với nồng

COD còn lại là 282 mg/L. Hiệu quả xử lý tiếp tục tăng và tới giờ thứ 8 - 10

thì đạt được hiệu suất cao nhất là 93% và giá trị này không tăng nhiều sau 12

giờ của nghiên cứu. Quá trình xử lý TN cũng cho thấy diễn biến tương tự khi

sau 4 giờ thử nghiệm, nồng độ TN giảm mạnh từ 89 mg/L xuống còn 22 mg/L

với hiệu suất xử lý đạt 74%. Sau 10h xử lý TN đạt hiệu suất 83% tương ứng

giá trị TN sau xử lý là 15 mg/L và sau 12 giờ xử lý hiệu suất xử lý không thay

đổi so với 10 giờ xử lý.

Khác với bể VSVTC, bể VSVTT mặc dù cho thấy hiệu quả xử lý COD

và TN tăng đều trong quá trình nghiên cứu tuy nhiên hiệu suất xử lý cuối

nghiên cứu chỉ đạt được lần lượt là 61% và 35%. Như vậy, đối với bùn hoạt

95

tính thông thường, thời gian lưu nước cần để xử lý mẫu nước thải của nghiên

cứu này cần lớn hơn thời gian 12 giờ của nghiên cứu. Một nghiên cứu được

thực hiện bởi nhóm tác giả Bustillo-Lecompte cho thấy với nồng độ tổng các

hợp chất hữu cơ (TOC) là 639 mg/L, và TN là 144 mg/L; với mẫu nước thải

giết mổ lợn thì hiệu quả xử lý đạt được lần lượt là 89,66% và 43,19%, và bể

phản ứng hiếu khí vận hành ở thông số HRT lên tới 5 ngày [35],[62].

-,

Hình 3.9 Ảnh hưởng của thời gian lưu tới hiệu quả xử lý NH4

+, NO2

NO3

- trong bể xử lý hiếu khí được sử dụng vi sinh vật tại chỗ Dữ liệu trong Hình 3.9 cho thấy hiệu quả xử lý amoni nhanh của bể

phản ứng VSVTC, sau 8 giờ xử lý nồng độ amoni đã giảm từ 15 mg/L xuống

3 mg/L và tốc độ xử lý chậm lại trong khoảng thời gian từ 8 - 12 giờ. Trong

khi đó, nồng độ nitrit có sự tăng nhẹ từ 1,3 mg/L lên 2,5 mg/L trong khoảng

- trong nước. Như

thời gian từ 8 - 10 giờ xử lý, và không phát hiện được NO3

vậy, trong 8 giờ đầu tiên của nghiên cứu, amoni chủ yếu được xử lý nhờ khả

96

năng đồng hóa của các vi sinh vật trong bùn hoạt tính. Tuy nhiên khi COD

được xử lý xuống mức độ thấp, các vi khuẩn oxy hóa amoni có điều kiện

thuận lợi hơn để bắt đầu phát triển.

Như vậy, việc xác lập trạng thái cân bằng động của quá trình phản ứng

là rất quan trọng giúp xác định được thời gian lưu nước phù hợp để đạt được

hiệu quả xử lý tối ưu đồng thời duy trì được thành phần vi sinh vật trong bùn

hoạt tính như mong muốn và cụ thể trong Luận án này đó là các vi sinh vật có

khả năng sinh trưởng mạnh và năng lực đồng hóa cơ chất đa dạng. Với kết

quả phân tích trên có thể thấy, giá trị HRT thích hợp của bể VSVTC để đảm

bảo hiệu quả xử lý các chỉ tiêu ô nhiễm như mong muốn là thấp hơn đáng kể

so với bể VSVTT sử dụng quá trình bùn hoạt tính thông thường. Thời gian

lưu nước càng dài thì yêu cầu về thể tích của bể xử lý càng lớn, dẫn đến chi

phí đầu tư xây dựng ban đầu, chi phí vận hành tăng cao. Vì vậy, giá trị HRT

thích hợp cho bể xử lý được sử dụng chế phẩm được lựa chọn từ nghiên cứu

này là 8 - 10 giờ.

3.2.2.2. Nghiên cứu ảnh hưởng của nồng độ MLSS tới hiệu quả xử lý COD

và TN (nghiên cứu 3)

Một trong những ưu điểm của công nghệ màng lọc sinh học (MBR) khi

ứng dụng trong xử lý nước thải đó là nó có khả năng duy trì được nồng độ

sinh khối (MLSS) cao trong bể phản ứng, giúp duy trì được thành phần vi

sinh vật có ích tốt hơn so với các phương pháp truyền thống khác góp phần

nâng cao hiệu quả xử lý [90]. Tuy nhiên, khi nồng độ MLSS càng tăng thì tốc

độ màng bị tắc sẽ càng nhanh, thông lượng của màng sẽ giảm, hiệu suất sục

khí cũng sẽ giảm, trong khi đó chỉ số SVI tăng cao và bùn khó lắng hơn

[80],[39]. Trong khi đó việc sử dụng chế phẩm là các vi sinh vật tuyển chọn

giúp nâng cao hiệu suất xử lý của bể phản ứng từ đó cho phép vận hành bể

với nồng độ MLSS thấp hơn so với quá trình xử lý thông thường. Điều này là

97

lợi thế rất lớn khi kết hợp với màng lọc sinh học, nồng độ MLSS thấp hơn sẽ

giảm tốc độ tắc màng từ đó cải thiện được hiệu quả của hệ thống về mặt kỹ

thuật cũng như kinh tế. Ưu điểm này sẽ được chứng minh qua kết quả nghiên

cứu từ nghiên cứu 4 của Luận án này. Từ những kết quả khảo sát ở các nghiên

cứu 1, 2, nghiên cứu này sẽ được vận hành ở thời gian lưu nước là 10 giờ, tải

lượng COD trong khoảng từ 1,2 - 1,7 kg/m3/ngày, tải lượng TN là từ 0,12 -

0,16 kg/m3/ngày. Riêng giá trị MLSS sẽ được điều chỉnh giảm dần từ 1.680

mg/L - 781 mg/L. Giá trị này được lựa chọn dựa trên các kết quả theo dõi bể

phản ứng tại thí nghiệm 1 đã được mô tả trong Hình 3.3, 3.5 và 3.6. Theo đó,

khi nồng độ MLSS ở mức 1.727 mg/L, hiệu suất xử lý COD và TN đều đạt

giá trị cao lần lượt là 93 và 81%. Khi MLSS tiếp tục tăng thì hiệu suất không

có sự gia tăng đáng kể. Bên cạnh đó, với các hiệu suất trên, nồng độ COD và

TN sau xử lý còn lại là 99 mg/L và 26,3 mgN/L. Các giá trị này đều đã thấp

hơn giá trị quy định tại cột B trong QCVN 40:2011. Và vì vậy với mục tiêu

vừa lựa chọn được giá trị MLSS thấp để kết hợp hiệu quả với màng lọc khí

nâng vừa đảm bảo hiệu quả xử lý nước thải thì các giá trị MLSS trên đã được

lựa chọn để khảo sát.

a. Ảnh hưởng của nồng độ MLSS đến hiệu suất xử lý COD

Qua Hình 3.10 có thể thấy hiệu suất xử lý COD nằm ở khoảng giá trị

cao nhất là 96,1 - 97,7% khi nồng độ MLSS được duy trì từ 1.380 - 1.680

mg/L trong thời gian 6 ngày đầu tiên của nghiên cứu. Kết quả này gần như

tương đồng với kết quả thu được trong 7 ngày đầu tiên của nghiên cứu 3. Tiếp

theo đó, khi nồng độ MLSS giảm còn 850 - 1.000 mg/L thì hiệu suất xử lý

COD bắt đầu giảm nhẹ duy trì ở mức 89,7 - 95,6%. Tuy nhiên khi nồng độ

MLSS hạ thấp xuống đến mức dưới 850 mg/L thì hiệu suất xử lý giảm mạnh

hơn xuống mức <90%. Như vậy có thể thấy nồng độ MLSS càng thấp, hiệu

quả xử lý càng giảm lượng vi sinh vật tham gia xử lý là không đủ, tỷ số F/M

98

lớn dẫn đến sự dư thừa thức ăn [53] làm giảm hiệu suất xử lý của bể phản

ứng. Cụ thể trong nghiên cứu này, nồng độ thích hợp cho quá trình xử lý

COD là từ 850 - 1.680 mg/L. Giá trị này thấp hơn so với quá trình bùn hoạt

tính thông thường khi mà bùn thường được duy trì ở nồng độ 2.000 - 3.000

mg/L trong khi hiệu suất xử lý là tương đương nhau. Tác giả Ali và cộng sự

[25] đã nghiên cứu hiệu quả xử lý COD và TN ở các nồng độ MLSS khác

nhau với công nghệ SBR và kết luận rằng hiệu suất xử lý COD cao nhất đạt

được là 93% ứng với nồng độ COD đầu vào là 1.500 mg/L và nồng độ MLSS

là 2.000 - 3.000 mg/L. Khi nồng độ được tăng lên 3.000 - 4.000 mg/L thì hiệu

suất không có sự thay đổi nhiều. Đồng thời dựa trên sự suy giảm hiệu suất xử

lý COD ở mức nồng độ MLSS 4.000 - 6.000 mg/L, nghiên cứu này cũng kết

luận rằng nồng độ MLSS quá cao sẽ làm giảm tỉ lệ F/M và làm giảm hoạt lực

của vi sinh vật.

Hình 3.10 Nồng độ MLSS và hiệu suất xử lý COD trong bể xử lý hiếu khí

có sử dụng vi sinh vật tại chỗ

99

b. Ảnh hưởng của nồng độ MLSS đến hiệu suất xử lý TN

Hình 3.11 Nồng độ MLSS và hiệu suất xử lý TN trong bể xử lý hiếu khí

có sử dụng vi sinh vật tại chỗ

Qua Hình 3.11 thể hiện nồng độ MLSS ảnh hưởng lớn đến hiệu suất xử

lý TN. MLSS dao động từ 1.380 - 1.680 mg/L hiệu suất xử lý TN đạt từ 69,7 -

74,3%, khi nồng độ MLSS giảm xuống từ 790 - 850 thì hiệu suất xử lý TN

giảm xuống còn 69,4 - 74,1%. Khi nồng độ MLSS đạt từ 900 - 1.000 mg/L thì

--N là thấp nhất (Hình 3.12).

hiệu suất xử lý TN đạt hiệu suất cao nhất là 73,7 - 86,8%, đồng thời giai đoạn

+-N, NO3

--N, NO2

này thì tổng nồng độ của NH4

Hiệu suất xử lý TN thấp hơn trong giai đoạn đầu của nghiên cứu có thể

là do nồng độ MLSS cao so với lượng nitơ trong nước thải, trong khi tốc độ

phát triển sinh khối hàng ngày được quan sát ở các nghiên cứu trước là rất

nhanh. Kết quả là một lượng vi sinh vật bị phân hủy và giải phóng các hợp

--N trong giai đoạn này là cao

chất của nitơ. Nhờ vậy, các vi sinh vật AOB và NOB có điều kiện thuận lợi

hơn để phát triển và kết quả là nồng độ NO3

100

--N do kết quả từ hoạt động của một lượng nhỏ các vi sinh vật oxy hóa

nhất và chiếm tỉ lệ lớn nhất. Ở giai đoạn tiếp theo, nước thải đầu ra chủ yếu là

--N, trong khi hoạt động của các vi sinh vật chủ đạo được sử

NO3

+-N và NO2

NH4

dụng qua chế phẩm là lớn nhất. Tuy nhiên khi nồng độ MLSS xuống dưới

mức tối ưu ở giai đoạn cuối, việc dư thừa thức ăn đã khiến nồng độ amoni tăng

cao từ đó làm giảm hiệu suất xử lý TN chung của bể xử lý.

Hình 3.12 Nồng độ NH4

+-N, NO3

--N, NO2

--N và hiệu suất xử lý TN trong

bể xử lý hiếu khí có sử dụng vi sinh vật tại chỗ

Như vậy, qua nghiên cứu này, nồng độ sinh khối thích hợp để duy trì

được hiệu quả xử lý COD và TN như mong muốn được xác định là nằm trong

khoảng giá trị 850 - 1.680 mg/L. Giá trị này thấp hơn nhiều so với giá trị

thường được sử dụng cho các hệ thống xử lý thông thường, tuy nhiên vẫn

đảm bảo hiệu quả xử lý cao và ổn định. Bể sinh học được vận hành với nồng

độ sinh khối như vậy khi kết hợp với hệ thống màng lọc sẽ góp phần làm

giảm thiểu khả năng gây tắc màng. Đặc biệt, nồng độ sinh khối thấp hơn thì

101

năng lượng cần cho quá trình sục khí và khuấy đảo bùn hoạt tính cũng sẽ thấp

hơn.

c. Nghiên cứu ảnh hưởng của thời gian lưu bùn (SRT) tới hiệu quả xử lý

và đánh giá khả năng thu hồi sinh khối hàng ngày

Thời gian lưu bùn (SRT) là một trong những thông số quan trọng nhằm

kiểm soát được hiệu quả xử lý của các công trình xử lý sinh học. Đặc biệt, khi

các vi sinh vật có khả năng tiêu thụ nhanh chất ô nhiễm được sử dụng nhằm

xử lý chất ô nhiễm ngay từ sớm, tránh để quá trình phân giải các chất hữu cơ

theo các cơ chế thông thường diễn ra khi giá trị SRT cao, giải phóng các chất

dinh dưỡng. Thông thường, để xử lý các chất dinh dưỡng này cần có đầy đủ

các quá trình xử lý yếm khí, thiếu khí và hiếu khí.

Quá trình xử lý các hợp chất carbon và nitơ trong nước thải giết mổ lợn

thường được thiết kế và vận hành ở thời gian lưu bùn (SRT) lớn thường là từ

10 - 20 ngày đòi hỏi nhu cầu về năng lượng lớn, diện tích rộng. Đặc biệt, thời

gian lưu bùn lâu sẽ tạo ra lượng lớn bùn hoạt tính dư khó phân hủy sinh học

do chứa nhiều sinh khối của các vi sinh vật đã chết được oxy hóa liên tục

trong thời gian dài [49]. Trong khi đó, Luận án này việc sử dụng các chủng vi

sinh vật có tốc độ sinh trưởng cũng như khả năng đồng hóa các chất ô nhiễm

cao là nhằm hướng tới việc ứng dụng phương pháp xử lý sinh học hiếu khí

bằng bùn hoạt tính có hoạt lực cao với thời gian lưu bùn (SRT) và thời gian

lưu nước (HRT) ngắn. Thời gian lưu bùn ngắn có nghĩa là lượng bùn xả bỏ

hàng ngày sẽ chiếm tỉ lệ lớn. Và dựa trên các kết quả phân tích có thể thấy,

ngay trong 3 ngày đầu tiên của nghiên cứu, bể phản ứng đều đã đạt được hiệu

suất xử lý cao ứng với giá trị MLSS lần lượt là 1.032, 1.727,5 và 2.182,5

mg/L. Như vậy giá trị SRT thích hợp có thể áp dụng (dựa trên công thức tại

mục 2.3.3.1 c) đó là từ 1,5 đến 3,5 ngày.

102

Để thấy rõ hơn ý nghĩa của việc lựa chọn các giá trị SRT này, cần tiến

hành phân tích kết quả từ nghiên cứu 1 đã được thực hiện liên tục trong 10

ngày mà không xả bỏ bùn. Theo Hình 3.1 và Hình 3.2, hiệu suất xử lý COD

thay đổi không đáng kể trong khi hiệu suất xử lý TN lại có sự giảm mạnh

trong quá trình nghiên cứu. Để giải thích cho kết quả này thì có các nguyên

nhân sau. Thứ nhất, dựa trên kết quả xử lý COD qua các ngày có thể thấy, quá

trình xử lý COD có thể đã được thực hiện qua 2 cơ chế khác nhau bao gồm

quá trình đồng hóa tích lũy chất hữu cơ để tạo sinh khối vi sinh vật mới, và

quá trình oxy hóa các chất hữu cơ trong điều kiện hiếu khí bởi hoạt động của

các vi sinh vật. Tỉ lệ đóng góp của 2 quá trình này sẽ phụ thuộc rất nhiều vào

thời gian lưu bùn. Ở giá trị SRT càng thấp, vi sinh vật sẽ tập trung sinh trưởng

để hình thành sinh khối mới vì vậy mà COD sẽ chủ yếu được xử lý bằng quá

trình tích lũy đồng hóa của các vi sinh vật, các vi sinh vật này sẽ chủ yếu là

các vi sinh vật dị dưỡng. Ngược lại, khi giá trị SRT càng lớn, quá trình xử lý

COD sẽ chủ yếu được thực hiện nhờ quá trình oxy hóa từ hoạt động của các

vi sinh vật. Mối quan hệ này đã được tác giả Huoqing Ge [49] chứng minh

khi tiến hành theo dõi mức độ tiêu thụ oxy của bể phản ứng hiếu khí ở các giá

trị SRT khác nhau từ của bể xử lý SBR sử dụng để xử lý nước thải giết mổ

lợn. Cơ chế này đã giúp giải thích được các kết quả của Luận án này khi hiệu

suất xử lý COD ở 3 ngày đầu tiên và ngày thứ 10 là gần tương đương nhau

(Hình 3.10 và Hình 3.13). Cụ thể, với việc sử dụng là các vi sinh vật tại chỗ,

có khả năng thích nghi tốt với nước thải giết mổ lợn, đặc biệt các chủng được

tuyển chọn đều là các chủng có khả năng hoạt động mạnh, khả năng đồng hóa

nhanh các chất ô nhiễm. Chính vì vậy, mặc dù nồng độ MLSS chỉ là dưới

2.000 mg/L ở 3 ngày đầu, nhưng hiệu quả xử lý COD đều đã đạt được trên

85%. Lúc này việc xử lý COD được thực hiện theo cơ chế thứ nhất. Ở giai

đoạn còn lại không có sự thay đổi đáng kể về hiệu suất xử lý COD trong khi

103

giá trị MLSS tăng dần. Kết quả này cho thấy phần lớn COD có khả năng xử

lý bằng vi sinh vật đã được đồng hóa để trở thành sinh khối mới, trong khi các

vi sinh vật thông thường tham gia oxy hóa các chất hữu cơ thì không phát

triển mạnh (theo cơ chế thứ 2).

Hình 3.13 Mối quan hệ giữa MLSS và hiệu quả xử lý COD với giá trị

SRT trong bể xử lý hiếu khí có sử dụng vi sinh vật tại chỗ

Khi giá trị SRT lớn, đồng nghĩa với việc bùn hàng ngày được xả bỏ ít,

+-N nói riêng cũng

quá trình oxy hóa các hợp chất hữu cơ diễn ra mạnh hơn và sự phân hủy này

+-N dẫn tới giảm hiệu suất xử lý NH4

giải phóng nhiều NH4

như TN nói chung và hiện tượng này có thể được nhận thấy khi theo dõi kết

quả trên Hình 3.14 khi bùn không được xả bỏ trong 10 ngày. Với việc sử

dụng nhóm vi khuẩn Bacillus là các vi khuẩn dị dưỡng hiếu khí, việc xử lý

TN chủ yếu nhờ quá trình đồng hóa các hợp chất nitơ để hình thành sinh khối

+-N

mới. Việc vận hành ở giá trị SRT thấp sẽ tạo điều kiện thuận lợi cho các vi

--N khi các vi sinh vật này thường có tốc độ nhân đôi chậm hơn và cần

khuẩn này phát triển và chiếm ưu thế so với các vi sinh vật oxy hóa NH4

và NO2

104

có thời gian thích nghi dài. Chính vì vậy, chỉ trong vòng 4 ngày đầu tiên của

nghiên cứu, hiệu quả xử lý TN đã đạt được mức cao và ổn định.

Hình 3.14 Mối quan hệ giữa MLSS và hiệu suất xử lý TN với giá trị SRT

trong xử lý hiếu khí có sử dụng vi sinh vật tại chỗ

Như vậy, giá trị SRT từ 1,5 đến 3 ngày theo tính toán từ nghiên cứu 1

hoàn toàn có thể đảm bảo duy trì hiệu quả xử lý như mong muốn khi vận hành

bể phản ứng được sử dụng các vi sinh vật dị dưỡng hiếu khí có khả năng đồng

hóa chất ô nhiễm nhanh và tăng trưởng mạnh. Điều này đã chứng minh

phương pháp xử lý sinh học có sử dụng các vi sinh vật tại chỗ có tiềm năng

trong việc thay thế các hệ thống xử lý truyền thống. Việc có thể vận hành ở

giá trị SRT và HRT thấp có thể làm giảm các yêu cầu về mặt không gian vận

hành và chi phí xây dựng, giảm chi phí năng lượng cho quá trình vận hành.

Đồng thời tạo thuận lợi cho quá trình thu hồi sinh khối bùn với khối lượng

lớn, hàm lượng chất dinh dưỡng cao để phục vụ cho các mục đích khác như

sản xuất phân bón.

105

3.2.2.3. Nghiên cứu ảnh hưởng của tải lượng ô nhiễm tới hiệu quả xử lý

(Nghiên cứu 4)

a. Ảnh hưởng của tải lượng COD

Hình 3.15 Ảnh hưởng của tải lượng COD tới hiệu suất xử lý COD trong

bể xử lý hiếu khí có sử dụng vi sinh vật tại chỗ

Nghiên cứu được thực hiện nhằm đánh giá khả năng xử lý của bể

VSVTC ở các giá trị tải lượng COD khác nhau. Qua Hình 3.15 và 3.16 có thể

thấy, ở giai đoạn 7 ngày đầu tiên của nghiên cứu, bể được vận hành ở tải

lượng tăng dần từ 1,28-1,75 kg/m3/ngày và nồng độ COD là 1.119 - 1.536

mg/L. Mặc dù có sự gia tăng liên tục tải lượng ô nhiễm tuy nhiên bể xử lý vẫn

duy trì được hiệu quả xử lý cao và ổn định, cao nhất trong khoảng thời gian là

là 97,5%. Từ kết quả đó, tải lượng tiếp tục được điều chỉnh trong thời gian từ

ngày thứ 23 đến ngày thứ 34 với khoảng giá trị từ 2,2 - 3,19 kg/m3/ngày. Kết

quả là hiệu suất xử lý COD giảm nhẹ đạt 93 - 95%, nồng độ COD trong nước

đầu ra cũng tăng lên 68 - 80 mg/L. Giá trị này vẫn thấp hơn so với chuẩn B

(QCVN 40:2011/BTNMT). Đồng thời có thể thấy, hoạt động của các vi sinh

vật vẫn diễn ra ổn định. Ở giai đoạn cuối từ ngày 35 - 40, tải lượng COD

106

được điều chỉnh trong khoảng 3,65 - 3,84 mg/L. Lúc này, nồng độ COD trong

nước sau xử lý tăng lên đáng kể so với giai đoạn trước của nghiên cứu (156 -

240 mg/L) và cao hơn so với chuẩn B (QCVN 40:2011/BTNMT) và hiệu suất

xử lý cũng giảm xuống dưới 90%, thấp nhất là 84,8%. Việc dư thừa chất hữu

cơ đã khiến hệ vi sinh vật bị quá tải và ảnh hưởng trực tiếp tới hiệu quả xử lý

của vi sinh vật. Như vậy, với hệ bùn hoạt tính được bổ sung các chủng vi sinh

vật tại chỗ để xử lý nước thải giết mổ lợn thì tải lượng ô nhiễm COD thích

hợp nhất là 1,4 - 3,19 kg/m3/ngày.

Khi so sánh kết quả này với các nghiên cứu về xử lý COD ở tải lượng ô

nhiễm cao và sử dụng cùng công nghệ có thể thấy, việc sử dụng các vi sinh

vật tại chỗ đã cải thiện đáng kể hiệu quả xử lý. Sombatsompop và cộng sự

[83] đã nghiên cứu công nghệ xử lý theo mẻ (SBR) để xử lý nước thải chăn

nuôi lợn, với tải lượng COD từ 1,18 - 2,36 kg COD/m3/ngày và hiệu suất đạt

được là trên 80%, thấp hơn hiệu suất quan sát được trong Luận án này.

Hình 3.16 Ảnh hưởng tải lượng đến hiệu suất xử lý COD trong bể xử lý

hiếu khí có sử dụng vi sinh vật tại chỗ

107

b) Ảnh hưởng của tải lượng hữu cơ đến hiệu suất xử lý TN

Song song với sự thay đổi của tải lượng COD thì tải lượng TN cũng

thay đổi qua các giai đoạn khác nhau của nghiên cứu. Trong 7 ngày đầu tiên

của nghiên cứu, tải lượng TN của nghiên cứu là 0,14 - 0,21 kg/m3/ngày, hiệu

suất thu được trong giai đoạn này là cao nhất duy trì trong khoảng từ 83 -

87,2%.

Hình 3.17 Ảnh hưởng của tải lượng TN tới hiệu quả xử lý TN trong bể xử

lý hiếu khí có sử dụng vi sinh vật tại chỗ

Ở ngày thứ 23 đến 34, hiệu suất đã có sự giảm nhẹ dao động từ 79 -

86,8% khi tải lượng được tăng lên giá trị 0,21 - 0,28 kg/m3/ngày. Đến giai

đoạn cuối của nghiên cứu, sự sụt giảm hiệu suất xử lý xảy ra rõ rệt hơn so với

hiệu quả xử lý COD. Hiệu suất xử lý TN của giai đoạn này chỉ còn 65 - 71%,

với tải lượng TN tăng lên tới 0,36 kg/m3/ngày. Cũng giống COD, nồng độ TN

trong nước thải sau xử lý ở 2 giai đoạn đầu của nghiên cứu đều đạt tiêu chuẩn

theo QCVN 40:2011/BTNMT và đạt giá trị ổn định trong khoảng 21 - 36

mg/L. Tuy nhiên, ở giai đoạn cuối, khi tải lượng ô nhiễm vượt quá khả năng

xử lý của các vi sinh vật thì nồng độ TN trong nước đầu ra đã tăng lên 60

108

mg/L, giá trị này cao gấp 1,5 lần so với các giai đoạn trước và cao hơn tiêu

chuẩn cho phép.

Hình 3.18 Biến thiên tải lượng TN và hiệu suất xử lý TN trong bể xử lý

hiếu khí có sử dụng vi sinh vật tại chỗ

109

--N trong nước

+-N, NO3

--N và NO2

Hình 3.20 cho thấy diễn biến NH4

--N và

--N trong suốt nghiên cứu chủ yếu duy trì ở nồng độ thấp, lần lượt là < 15

thải đầu ra dao động lớn ở cả 3 giai đoạn của nghiên cứu. Nồng độ NO3

NO2

+-N trong nước đầu ra biến động nhiều trong mỗi giai đoạn của nghiên

mg/L và < 10 mg/L, nhưng không ổn định. Khác với các thông số trên, nồng

+-N là thấp nhất, trung bình là 5

độ NH4

cứu. Trong 7 ngày đầu tiên, nồng độ NH4

mg/L. Tuy nhiên khi có sự tăng tải lượng TN từ ngày thứ 7, thì nồng độ này

xấp xỉ nồng độ trong nước đầu vào trong giai đoạn từ ngày thứ 7 đến ngày thứ

19 và từ ngày thứ 20 đến 24 thì nồng độ thấp trở lại giống như giai đoạn ban

+-N trong nước đầu ra tăng đột biến (xấp xỉ

đầu. Đặc biệt, từ ngày 24 khi tải lượng TN được điều chỉnh tăng mạnh lên

0,36 kg/m3/ngày thì nồng độ NH4

40 mg/L) và cao hơn nồng độ đầu vào (xấp xỉ 25 mg/L).

Hình 3.19 Nồng độ NH4

+-N trong bể xử lý hiếu khí có sử dụng vi sinh vật

tại chỗ

110

Hình 3.20 Nồng độ NO2

--N, NO3

--N trong bể xử lý hiếu khí có sử dụng vi

sinh vật tại chỗ

- nhờ

Nếu như với quá trình xử lý thông thường, việc xử lý nitơ trong nước

+ thành NO2

- và NO3

-

thải sẽ được thực hiện nhờ quá trình oxy hóa NH4

các nhóm vi sinh vật hiếu khí, và quá trình khử nitrat hóa để chuyển hóa NO3

thành N2 trong môi trường thiếu khí. Còn trong nghiên cứu này, các chủng vi

sinh vật thuộc nhóm Bacillus đã được sử dụng vào bể xử lý sinh học. Đây là

nhóm vi sinh vật có khả năng đồng hóa rất tốt các hợp chất hữu cơ nói chung

và các hợp chất chứa nitơ đồng thời có khả năng chống chịu cao với các điều

kiện môi trường khác nhau [60]. Chính vì vậy, TN được xử lý chủ yếu nhờ

--N và

hoạt động của các chủng vi sinh vật này, trong khi đó hoạt động của các vi

+, NO2

- được hạn chế. Kết quả là nồng độ NO2

--N duy trì ở mức thấp và không ổn định.

sinh vật oxy hóa NH4

NO3

Ở phương pháp truyền thống, quá trình phân hủy các hợp chất hữu cơ

sẽ đồng thời chuyển hóa các hợp chất nitơ về dạng amoni, làm tăng nồng độ

111

amoni cần phải xử lý cho các công đoạn xử lý tiếp theo. Trong khi đó, bằng

việc sử dụng vi sinh vật có hoạt lực mạnh, đồng hóa tốt các hợp chất nitơ hữu

cơ thì việc giải phóng amoni đã được hạn chế tối đa, do vậy giảm mức độ

phức tạp của hệ thống. Và trong nghiên cứu này, hiệu suất xử lý TN vẫn được

duy trì ở mức cao đã chứng minh được hiệu quả của việc sử dụng các vi sinh

vật tại chỗ trong việc cải thiện hiệu quả xử lý đồng thời mở ra một hướng tiếp

cận mới thay thế cho phương pháp xử lý truyền thống vốn đòi hỏi hệ thống xử

lý phức tạp và khó vận hành hơn.

Cũng theo kết quả nghiên cứu, thời gian khởi động của hệ thống khi sử

dụng chế phẩm vi sinh vật của Luận án đã giảm xuống ngưỡng còn 1 tuần.

Các nghiên cứu công nghệ xử lý nước thải giết mổ không sử dụng chế phẩm

cho thời gian khởi động kéo dài từ 1 - 2 tháng và thời gian chạy thay đổi chế

độ vận hành cũng kéo dài do vi sinh vật cần thời gian thích nghi [30]. Theo

nghiên cứu của Pradyut Kundu và cộng sự đưa ra thời gian khởi động của hệ

thống SBR xử lý nước thải giết mổ gia súc là 120 ngày [70]. Nghiên cứu của

Fang Ma thích nghi của chế phẩm ứng dụng trong xử lý nước thải bằng

phương pháp hiếu khí và Fang Ma đã đưa ra được thời gian thích nghi của chế

phẩm sử dụng cho hệ thống là 20 ngày và hệ không sử dụng chế phẩm là 30

ngày [69]. Do các chủng vi sinh vật được sử dụng có tốc độ phát triển nhanh

nên khả năng cần nguồn cơ chất là lớn do đó bể VSVTC vẫn hoạt động hiệu

quả ở tải trọng cao là 1,4 - 3,19 kg/m3/ngày và hiệu suất xử lý đạt COD 94 -

97%. và 0,19 - 0,26 kgN/m3/ngày và hiệu suất đạt 79 - 86% đối với TN. Theo

nghiên cứu của Phạm Thị Hải Thịnh và cộng sự xử lý đối tượng là nước thải

chăn nuôi thì tải lượng hoạt động ổn định với COD, TN lần lượt là 0,6 ± 0,3

kg-COD/(m3/ngày) và 0,16 ± 0,06 kg-N/(m3/ngày) [16].

112

3.3. Nghiên cứu ảnh hưởng của việc sử dụng vi sinh vật tại chỗ tới hiệu

quả hoạt động của hệ thống MBR khí nâng (nghiên cứu 5)

Hình 3.21 Theo dõi hoạt động của hệ màng MBR khí nâng tại các giá trị

MLSS khác nhau

Hình 3.22 Hiệu suất xử lý của hệ màng MBR khí nâng tại các giá trị

MLSS khác nhau

113

Hình 3.21 biểu diễn sự thay đổi về năng suất lọc và áp suất vận chuyển

của hệ màng MBR khí được vận hành ở 2 giá trị MLSS khác nhau lần lượt là

4.000 - 6.000 mg/L và 1.500 mg/L. Trong đó, 1.500 mg/L nằm trong khoảng

giá trị MLSS thích hợp được lựa chọn từ mục 3.2.2.2. 4.000 - 6.000 mg/L là

nồng độ bùn hoạt tính thông thường được sử dụng cho các công trình xử lý

sinh học. Kết quả theo dõi năng suất lọc của màng MBR khí nâng cho thấy có

sự khác biệt rõ rệt giữa màng vận hành ở nồng độ MLSS 4.000 - 6.000 mg/L

và 1.500 mg/L. Cụ thể ở nồng độ sinh khối 4.000 - 6.000 mg/L, năng suất lọc

của màng chỉ dao động trong khoảng 17,5 đến 19,5 (L/m2/giờ), trong khi giá

trị này với hệ màng vận hành ở MLSS 1.500 mg/L cao gấp 2 lần đạt 36,7 -

37,2 (L/m2/giờ). Điều này cho thấy rõ ưu điểm của hệ màng MBR khí nâng

vận hành ở nồng độ MLSS thấp khi mà các điều kiện vận hành khác ở cả 2 hệ

thống trong nghiên cứu này là tương tự nhau. Không chỉ giúp cải thiện đáng

kể năng suất lọc của hệ màng MBR khí nâng, việc vận hành ở nồng độ MLSS

cũng giúp duy trì được tính ổn định của hệ thống màng theo thời gian hoạt

động, 2 hệ thống cùng được khởi động ở giá trị áp suất vận chuyển qua màng

là 1 bar. Tuy nhiên, qua 20 ngày của nghiên cứu, giá trị áp suất ở hệ màng vận

hành với MLSS thấp không có sự thay đổi nhiều, dao động khoảng 5% so với

giá trị áp suất ban đầu. Trong khi đó, ở hệ thống màng với nồng độ MLSS

cao, sau 6 ngày vận hành, áp suất vận chuyển qua màng bắt đầu tăng dần lên

1,1 bar và cao nhất đạt 1,3 bar và duy trì ở giá trị này trong 5 ngày cuối cùng

của nghiên cứu. Giá trị năng suất lọc của hệ màng trong giai đoạn này cũng

thấp hơn so với 6 ngày đầu tiên của nghiên cứu. Hiện tượng này là do nồng

độ MLSS cao đã làm gia tăng tỉ lệ hình thành các lớp bùn bám trên bề mặt

màng, qua đó ảnh hưởng tới năng suất lọc của màng. Các hiện tượng tương tự

cũng đã được quan sát thấy trong nghiên cứu tác giả Bin [29], theo đó nhóm

nghiên cứu này đã quan sát thấy năng suất lọc của màng giảm khi tăng nồng

114

độ MLSS và cho rằng đó là do sự hình thành nhanh chóng của lớp bùn ở nồng

độ MLSS cao. Ngược lại, nồng độ MLSS thấp làm chậm sự tắc nghẽn của

màng. Nhóm nghiên cứu của tác giả Chang và Kim [37] thì đã tiến hành thử

nghiệm hệ màng MBR có và không có bể lắng nhằm đánh giá ảnh hưởng của

nồng độ MLSS đến hiệu quả của màng. Nồng độ MLSS trước và sau khi lắng

trong nghiên cứu này lần lượt là 6.000 và 100 mg/L. Kết quả cho thấy, năng

suất lọc của hệ có bể lắng cao hơn đáng kể so với hệ có nồng độ MLSS cao.

Mặc dù năng suất lọc cao hơn đáng kể nhưng nhờ được sử dụng các vi

sinh vật tại chỗ, hệ MBR vận hành ở nồng độ MLSS thấp vẫn cho hiệu quả xử

lý COD và TN cao và ổn định hơn. Cụ thể hiệu quả xử lý COD đạt được

trong nghiên cứu này thường xuyên duy trì trên 90% và cao nhất đạt được

95%, hiệu quả xử lý TN cao nhất đạt 84%. Trong khi đó, ở hệ MBR sử dụng

bùn hoạt tính thông thường, hiệu suất xử lý COD cao nhất chỉ đạt được 92%,

và TN là 64%. Mặc dù hoạt động ở nồng độ MLSS thấp và năng suất lọc cao,

nhưng với sự tham gia của các vi sinh vật tại chỗ có khả năng đồng hóa nhanh

các hợp chất ô nhiễm mà quá trình xử lý vẫn diễn ra thuận lợi.

Kết quả theo dõi năng suất lọc, áp suất vận chuyển và hiệu quả xử lý đã

cho thấy rõ nét ưu điểm của việc sử dụng vi sinh vật tại chỗ vào hệ thống

MBR khí nâng. Với tập hợp gồm tỉ lệ lớn các vi sinh vật thích nghi nhanh và

có ích cho quá trình xử lý các thành phần ô nhiễm của nước thải vì vậy nồng

độ sinh khối cần thiết cho quá trình xử lý thấp hơn nhiều so với quá trình xử

lý truyền thống. Trong nghiên cứu này thì giá trị đó là 1.500 mg/L. Việc vận

hành ở nồng độ sinh khối thấp đã làm giảm khả năng hình thành các lớp bùn

bám trên bề mặt màng, lớp bùn này chính là một trong những nguyên nhân

chính gây ra hiện tượng tắc màng. Kết hợp với quá trình sục khí giúp duy trì

được tính ổn định của quá trình lọc màng sau thời gian vận hành liên tục của

hệ thống, đồng thời giúp màng có thể vận hành ở năng suất lọc cao hơn đáng

115

kể so với hệ thống lọc màng dùng bùn hoạt tính truyền thống. Năng suất lọc

đo được lần lượt là 38 L/m2/giờ và 19 L/m2/giờ. Đặc điểm này khi được áp

dụng trong thực tiễn có thể giúp tiết kiệm đáng kể chi phí điện năng cần các

bơm màng khi mà chúng có thể hoạt động ở công suất thấp hơn nhưng công

suất hoạt động tổng thể của hệ thống vẫn đảm bảo theo yêu cầu của thiết kế.

3.4. Nghiên cứu khảo sát các thông số vận hành tối ưu của hệ thống MBR

khí nâng được sử dụng vi sinh vật tại chỗ ứng dụng trong xử lý nước thải

giết mổ lợn

3.4.1. Nghiên cứu ảnh hưởng của các thông số vận hành tới hoạt động của

hệ MBR khí nâng (nghiên cứu 6)

3.4.1.1. Nghiên cứu ảnh hưởng của vận tốc chảy trong ống màng và áp suất

vận chuyển tới hoạt động của hệ màng MBR khí nâng

Để khảo sát và lựa chọn vận tốc nước chảy trong ống màng (m/giây) và

áp suất vận chuyển thích hợp của hệ màng MBR khí nâng thì trong nghiên

cứu này, hệ màng đã được vận hành thử nghiệm với những giá trị khác nhau

của các thông số này trong điều kiện không có khí nâng và lọc nước sạch. Giá

trị năng suất lọc của màng (L/m2/giờ) sẽ được thu thập làm cơ sở để so sánh

và đánh giá. Kết quả phân tích đã được thể hiện trong Bảng 3.2.

116

Bảng 3.2 Năng suất lọc (L/m2/giờ) của màng khi chưa cấp khí nâng đối với nước sạch

Vận tốc nước chảy trong ống màng (m/giây)

0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,5

5 60 89,2 97,3 97,8 99,2 99,7

0 16,05 17,25 23,9 37,7 47,9 48,7 50,7 0 17,25 21 28,2 45,6 49,05 50,25 52,25 0 18,2 24,2 32,7 51,2 60,15 61,7 62,95 0 27,9 39 45,75 67,7 75,75 76,7 78,4 0 28,2 37,5 57,5 73,75 82,7 85,05 86,15 1,95 34,5 40,6 60,75 76,1 83,55 86,05 86,95 100,05 Áp suất (bar) 0 0,2 0,3 0,5 0,8 1,2 1,5 1,8

Hình 3.23 Thông lượng màng khi thay đổi áp suất và tốc độ hút (khi chưa

cấp khí)

Theo dõi năng suất lọc ở từng điều kiện vận hành để so sánh hiệu quả.

Qua đồ thị Hình 3.23 cho thấy năng suất lọc của màng tăng khi áp suất vận

chuyển trong module tăng, tuy nhiên mức độ gia tăng sẽ khác nhau tùy thuộc

vào sự gia tăng của vận tốc nước chảy trong ống màng. Năng suất lọc là một

trong những yếu tố chính được sử dụng để kiểm soát hiện tượng tắc màng bên

117

cạnh nồng độ chất rắn và lưu lượng sục khí [52]. Với vận tốc nước qua màng

là 1,5 m/giây thì năng suất lọc màng ở từng điều kiện áp suất đều lớn hơn

nhiều so với các chế độ vận tốc nước khác. Cụ thể, ở áp suất nước là 0,2 bar

năng suất lọc màng đã đạt giá trị là 60 L/m2/giờ, khi áp suất tăng nhẹ lên 0,3

bar thì năng suất cũng chỉ tăng lên tới 89,2 L/m2/giờ. Tuy nhiên, khi áp suất

tăng lên cao hơn 0,3 lần lượt là 0,5, 0,8, 1,2, 1,5 và 1,8 thì năng suất lọc

không có sự gia tăng đáng kể và cao nhất đạt được là 100,05 L/m2/giờ. Trong

khi đó, với các điều kiện tốc độ nước qua màng còn lại (0,4 m/giây, 0,6

m/giây, 0,8 m/giây, 1m/giây và 1,2 m/giây) thì năng suất lọc của màng không

có sự khác biệt nhiều và tăng đều khi áp suất tăng, theo đó giá trị năng suất

lọc cao nhất lần lượt là 50,7, 52,25, 62,95, 78,4, 86,15 và 86,95 L/m2/giờ.

Năng suất lọc có thể vận hành càng cao, công suất vận hành có thể đạt được

của hệ thống càng lớn tuy nhiên sẽ càng đòi hỏi chi phí vận hành cao.

Chi phí vận hành lớn do nhu cầu năng lượng sử dụng cho hệ thống máy

bơm vì vậy việc lựa chọn năng suất phù hợp với nhu cầu vừa giúp tối ưu chi

phí vận hành vừa đảm bảo công suất làm việc như mong muốn. Ngoài ra, khi

năng suất cao thì lượng nước và chất ô nhiễm di chuyển qua màng sẽ càng

tăng làm tăng nguy cơ tích tụ các chất ô nhiễm trong lỗ màng từ đó gia tăng

tổn thất qua màng và làm giảm hiệu suất hoạt động của màng. Nghiên cứu của

tác giả Shin [81] thực hiện với các chế độ năng suất lọc từ 10 - 30 L/m2/giờ đã

quan sát được hiện tượng thời gian làm việc ổn định của màng bị rút ngắn khi

màng được vận hành ở năng suất cao là 30 L/m2/giờ trong khi với năng suất

10 - 15 L/m2/giờ thì màng vận hành ổn định trong thời gian dài hơn. Hiện

tượng tương tự cũng đã được quan sát trong nghiên cứu của tác giả Germain

[52], theo đó kết quả phân tích cho thấy ở năng suất dưới 16 L/m2/giờ thì ảnh

hưởng của năng suất lọc tới hiệu quả của màng là không đáng kể trong khi

năng suất cao hơn 22 L/m2/giờ thì tỉ lệ tắc màng tăng lên đáng kể.

118

Như vậy có thể thấy, các giá trị vận tốc nước chảy trong ống màng và

áp suất vận chuyển qua màng để có ảnh hưởng trực tiếp tới năng suất lọc của

màng. Tuy nhiên mức độ ảnh hưởng của các yếu tố này tới năng suất màng là

khác nhau. Ngoài ra, ứng với mỗi thông số này để có các giá trị giới hạn, khi

hệ thống vận hành ở giá trị cao hơn giá trị thì năng suất lọc màng không có sự

cải thiện đáng kể thậm chí có thể bị suy giảm. Và dựa trên kết quả phân tích

tại nghiên cứu này có thể thấy, khoảng giá trị áp suất thích hợp là từ 0,5 tới

1,2 bar trong khi đối với vận tốc nước là 0,6 - 1 m/giây. Đây sẽ là cơ sở để

tiến hành các nghiên cứu tiếp theo để lựa chọn giá trị vận hành tối ưu cho hệ

thống MBR khí nâng.

3.4.1.2. Nghiên cứu ảnh hưởng của lưu lượng sục khí

Đối với công nghệ màng lọc khí nâng, lưu lượng sục khí đóng vai trò

quan trọng vừa hỗ trợ cho quá trình chống tắc màng nhờ sinh ra các lực cắt

dọc bề mặt màng tránh cho các chất rắn bám dính trên bề mặt màng, vừa giúp

cải thiện năng suất lọc màng khi gia tăng áp suất lên màng từ đó giúp tiết

kiệm chi phí cần thiết cho quá trình vận hành bơm hút màng. Tuy nhiên, khi

lưu lượng khí quá mạnh cũng có thể gây hỏng màng và tạo ra sự xáo trộn quá

mức trong Module màng dẫn tới giảm năng suất lọc màng, vì vậy cần phải

xác định được lưu lượng sục khí thích hợp

Sau khi đã khảo sát các chế độ chạy không cấp khí ở trên, ta đưa ra hai

chế độ lưu lượng nước vào màng và hai chế độ áp suất nước vào cột màng tối

ưu để khảo sát so sánh theo Bảng 3.3.

119

0,5 bar (không sục khí) 0,2 bar (không sục khí) Vnước

17,25 18,2 0,4m/giây 0,6m/giây 0,5 bar 45 60

0,2 bar (không sục khí) 0,5 bar (không sục khí) Vnước

Bảng 3.3 Năng suất lọc của màng khi cấp khí nâng Năng suất lọc (L/m2/giờ, Qkhí=0,3L/ph) 0,2 bar 28,2 28,5 32,7 31,5 Năng suất lọc (L/m2/giờ, Qkhí=0,5L/ph) 0,2 bar 45 57 17,25 18,2 28,2 32,7 0,4m/giây 0,6m/giây 0,5 bar 51 69

Với chế độ lưu lượng khí vào từng cột màng là 0,3 L/phút, vận tốc

nước qua màng thay đổi không ảnh hưởng lớn đến năng suất lọc của màng.

Cụ thể, với áp suất qua màng là 0,2 bar khi tăng vận tốc nước qua màng 1,5

lần từ 0,4m/giây lên 0,6 m/giây thì năng suất lọc màng chỉ tăng lên thêm 3

L/m2/giờ hay 10,5%. Đối với áp suất qua màng là 0,5 bar thì năng suất lọc

màng tăng thêm 15 L/m2/giờ hay 33,3%.

Hình 3.24 Năng suất lọc của hệ màng (lưu lượng khí nâng Qkhí =0,3 l/ph)

120

Với chế độ lưu lượng khí vào từng cột màng là 0,5 L/phút, vận tốc

nước qua màng thay đổi cũng không ảnh hưởng lớn đến năng suất lọc của

màng. Cụ thể, với áp suất qua màng là 0,2 bar khi tăng vận tốc nước qua

màng 1,5 lần từ 0,4m/giây lên 0,6 m/giây thì năng suất lọc màng chỉ tăng lên

12 ml/phút hay 26,7% (Bảng 3.3). Đối với áp suất qua màng là 0,5 bar thì

năng suất lọc màng tăng thêm 18 ml/phút hay 35,3%.

Kết quả đã cho thấy rõ được mối quan hệ giữa lưu lượng khí nâng và

năng suất lọc của màng. Mặc dù mức độ ảnh hưởng là khác nhau tùy thuộc

vào áp suất và vận tốc nước trong màng. Tuy nhiên, xu thế chung đó là khi

tăng tốc độ khí nâng vào hệ màng thì năng suất lọc cũng tăng theo. Kết quả

này đã chứng minh được vai trò quan trọng của khí nâng trong việc hỗ trợ cho

khả năng lọc của màng, từ đó giảm nhu cầu năng lượng cần thiết cho việc vận

hành bơm nước qua màng. Tuy nhiên không phải lưu lượng sục khí càng cao

thì hoạt động của màng càng được nâng cao. Theo nghiên cứu của tác giả Đỗ

Khắc Uẩn [18], năng suất lọc của màng được nâng cao đáng kể khi cường độ

sục khí tăng từ 0,014 đến 0,069 L/cm2/phút, tốc độ dòng chảy tăng lên với tốc

độ khá lớn. Sau đó, tốc độ dòng tăng không đáng kể khi cường độ sục khí tiếp

tục tăng từ 0,069 đến 0,111 L/cm2/phút.

Chính vì vậy, cần thiết phải tiến hành các nghiên cứu tiếp theo để lựa

chọn được lưu lượng sục khí phù hợp với hệ thống MBR khí nâng được sử

dụng vi sinh vật tại chỗ giúp tối ưu hóa việc sử dụng năng lượng cho quá trình

cấp khí nhưng vẫn đảm bảo hiệu quả hoạt động của hệ thống. Kết quả nghiên

cứu này sẽ được phân tích trong mục 3.4.2.1.7

121

Hình 3.25 Năng suất lọc của hệ màng (Qkhí=0,5 l/phút)

3.4.1.3. Nghiên cứu lựa chọn phương pháp làm sạch màng

Nghiên cứu đã thực hiện với nồng độ MLSS cao đã được phân tích tại

mục 3.2 sẽ được khởi động lại tuy nhiên trong nghiên cứu này các biện pháp

làm sạch màng sẽ được thực hiện. Trong quá trình vận hành năng suất lọc của

hệ màng sẽ giảm dần theo thời gian, vì vậy để đảm bảo sự ổn định lưu lượng

nước đầu ra phải có công đoạn rửa màng trong quá trình vận hành hệ thống.

Hiệu quả của quá trình rửa màng được thể hiện trong Hình 3.26 qua sự

thay đổi về năng suất lọc màng trong quá trình vận hành, trước và sau khi rửa

màng. Cụ thể, năng suất lọc của màng sẽ được theo dõi với tần suất là 4

lần/ngày. Với phương pháp rửa màng bằng hóa chất, kết quả theo dõi năng

suất lọc của màng cho thấy, sau khi rửa màng bằng hóa chất, năng suất lọc

của màng được cải thiện đáng kể, nhưng lại giảm đi rất nhanh ở những lần

phân tích tiếp theo. Cụ thể, sau lần rửa bằng hóa chất đầu tiên, năng suất lọc

của màng đã tăng từ 470 ml/giờ lên 910 ml/giờ sau đó lại giảm xuống 450

ml/giờ sau 3 ngày vận hành liên tục (tương ứng với 12 lần đo). Sau 20 ngày

122

vận hành liên tục, năng suất lọc của màng đã giảm xuống mức 300 ml/giờ,

thấp hơn so với giá trị ban đầu, vì vậy lần rửa hóa chất thứ 2 được tiến hành,

nhờ vậy năng suất lọc của màng đã tăng từ 300 ml/giờ lên 890 ml/giờ nhưng

lại nhanh chóng giảm xuống 470 ml/giờ sau 3 ngày vận hành tiếp theo.

Khác với việc sử dụng hóa chất, màng được rửa ngược hàng ngày bằng

nước sạch và diễn biến thay đổi của năng suất lọc được thể hiện trên Hình

3.26 ta thấy năng suất lọc trong khoảng giá trị 450 ml/giờ. Có thể thấy, quá

trình rửa màng bằng nước sạch không giúp cải thiện đáng kể năng suất lọc

của màng, giá trị tăng tối đa chỉ đạt 50 ml/giờ. Tuy nhiên, do quá trình rửa

màng diễn ra hàng ngày nên có thể thấy năng suất lọc được duy trì rất ổn

định. Có thể thấy phương pháp này có ưu điểm đó là không cần sử dụng hóa

chất cho quá trình tẩy rửa, trong khi đó nước sau khi lọc có thể được tái sử

dụng để làm sạch màng, chính vì vậy có thể giúp giảm thiểu chi phí vận hành.

Hình 3.26 Hiệu quả của quá trình rửa màng bằng hóa chất và nước sạch

123

3.4.2. Nghiên cứu xác định các thông số vận hành màng tối ưu cho hệ

MBR khí nâng được sử dụng vi sinh vật tại chỗ (nghiên cứu 7)

3.4.2.1. Nghiên cứu xác định áp suất vận chuyển và lưu lượng sục khí tối ưu

cho hệ thống MBR khí nâng có sử dụng vi sinh vật tại chỗ

Hình 3.27 biểu diễn sự thay đổi của năng suất lọc màng trong các điều

kiện về áp suất vận chuyển khác nhau và lưu lượng sục khí tăng dần từ 0 đến

1,5 L/phút. Tại thời điểm lưu lượng sục khí bằng 0, giá trị năng suất lọc của

màng không có sự chênh lệch đáng kể ở các điều kiện áp suất là 0,5, 0,8 và

1,2 bar lần lượt là 11,1, 14,2 và 16,2 L/m2/giờ. Tuy nhiên khi bắt đầu tăng lưu

lượng sục khí thì năng suất lọc đã có sự khác biệt giữa các giá trị áp suất vận

chuyển khác nhau. Cụ thể, ở áp suất là 0,5 bar, mức độ gia tăng của năng suất

lọc là thấp nhất đạt được 37,8 L/m2/giờ tại lưu lượng sục khí là 0,3 L/phút.

Trong khi đó giá trị năng suất cao nhất đạt được ở áp suất 0,8 và 1,2 bar là

55,1 và 56,5 L/m2/giờ. Khi lưu lượng sục khí tăng tới giá trị 0,9 L/phút trở

lên, đã xuất hiện sự suy giảm năng suất lọc ở áp suất làm việc là 1,2 bar. Điều

này là do sự sục khí quá mức có thể tạo dòng chảy rối bên trong ống màng,

gây xáo trộn dòng chảy của nước thải trong ống máng từ đó năng suất màng

bị suy giảm. Xuất phát từ việc cấu tạo gồm 3 pha khác nhau của module màng

MBR khí nâng đó là: pha khí (khí nâng), pha lỏng (nước thải), pha rắn (bùn vi

sinh). Khi lưu lượng khí tăng thì tỷ lệ giữa các pha sẽ thay đổi. Cụ thể, nếu tỷ

lệ pha khí tăng thì tỷ lệ pha nước sẽ giảm do đó làm giảm năng suất lọc của

màng. Như vậy, lưu lượng sục khí là 0,2 L/phút và áp suất vận chuyển 0,8 bar

được lựa chọn là thông số vận hành tối ưu cho hệ thống MBR khí nâng, khi

mà ở các giá trị này năng suất lọc và độ ổn định của màng là tốt nhất.

124

Hình 3.27 Khảo sát năng suất lọc tại áp suất vận chuyển và lưu lượng sục

khí khác nhau

3.4.2.2. Nghiên cứu xác định vận tốc nước chảy trong ống màng tối ưu cho hệ

thống MBR khí nâng có sử dụng vi sinh vật tại chỗ

Hình 3.28 Khảo sát vận tốc nước chảy trong ống màng (m/giây)

125

Nghiên cứu này tiến hành lựa chọn vận tốc nước chảy trong ống màng

tối ưu cho hệ thống MBR khí nâng, các thông số vận hành chính khác bao

gồm áp suất vận chuyển trong màng là 0,8 bar và lưu lượng khí nâng là 0,2

L/phút. Và theo kết quả trong Hình 3.28 năng suất lọc của màng sẽ tăng khi

vận tốc nước tăng. Cụ thể, năng suất lọc của màng đã tăng từ 34,6 L/m2/giây

lên 54,6 L/m2/giây khi mà vận tốc nước được điều chỉnh tăng từ 0,4 lên 0,8

m/giây. Tuy nhiên khi tiếp tục tăng vận tốc nước, năng suất lọc của màng chỉ

tăng nhẹ và cao nhất chỉ đạt 58 L/m2/giây. Kết quả này cho thấy, 0,8 m/giây

là giá trị vận tốc tới hạn của màng, vượt quá giới hạn này năng suất lọc của

màng không gia tăng đáng kể. Như vậy, có thể chọn tốc độ nước qua màng

phù hợp cho hệ thống MBR khí nâng là 0,8 m/giây.

3.4.2.3. Đánh giá độ ổn định của hệ thống màng lọc MBR khí nâng sử dụng vi

sinh vật tại chỗ

Các thông số vận hành công trình xử lý bằng sinh học cũng tương ứng

với những thông số quan trọng nhất liên quan tới hiện tượng tắc màng và ảnh

hưởng tới hiệu quả hoạt động của MBR. Những yếu tố này khá phức tạp và đa

dạng bao gồm SRT, HRT, MLSS, độ nhớt của bùn, tính kỵ nước của bùn,

nồng độ EPS và SMP được tạo ra, và hiện tượng bùn nổi do vi khuẩn dạng

sợi. Trong những thông số trên, MLSS được lựa chọn để đánh giá trong nội

dung nghiên cứu này. Theo các kết quả nghiên cứu đã được báo cáo, MLSS

có liên quan trực tiếp đến sự ô nhiễm và tắc nghẽn của màng, nhìn chung nếu

giá trị MLSS càng tăng thì càng làm giảm tính thấm của màng. Nồng độ

MLSS trong màng có thể lên tới mức giới hạn cảnh báo là 30.000 mg/L,

thông thường khi nồng độ MLSS tối ưu 8.000 - 12.000 mg/L dễ dàng kiểm

soát các điều kiện thủy động lực; khi nồng độ từ khoảng 15.000 - 18.000

mg/L thì năng suất lọc của màng sẽ giảm rõ rệt. Việc lựa chọn nồng độ MLSS

126

thích hợp sẽ phụ thuộc vào nhiều yếu tố như công nghệ sử dụng, nồng độ ô

nhiễm,…

Trong thử nghiệm hệ thống MBR khí nâng, nồng độ sinh khối thích

hợp có thể được lựa chọn để vận hành đó là 850 - 1.680 mg/L. Năng suất lọc

của màng được theo dõi liên tục trong thời gian diễn ra nghiên cứu để đánh

giá khả năng tắc nghẽn của màng (Hình 3.29). Kết quả cho thấy, hệ thống

màng hoạt động hiệu quả trong suốt thời gian thực hiện nghiên cứu, áp suất

làm việc của màng tương đối ổn định, đồng thời không xảy ra hiện tượng tắc

màng. Điều này cho thấy hiệu quả của khí nâng khi được cấp cùng với dòng

hỗn hợp đầu vào. Năng suất lọc của hệ thống màng trong khoảng từ 40 - 50

L/m2/giờ, áp suất màng trung bình của hệ thống là 2 bar. Trong khi đó, giá trị

này của hệ thống thử nghiệm trong đề tài của Tiến sĩ Đỗ Tiến Anh là thấp hơn

(dao động từ 18-20 L/m2/giờ, áp suất màng trong khoảng 0,6 - 0,8 bar).

Hình 3.29 Diễn biến lưu lượng lọc và áp suất màng

Kết quả phân tích này đã cho thấy những ưu điểm của màng khí nâng

trong việc hỗ trợ cho quá trình làm sạch màng và chống tắc nghẽn màng, cải

127

thiện khả năng phục hồi của màng. Bên cạnh đó, việc sử dụng vi sinh vật tại

chỗ cho bể xử lý sinh học giúp cho hệ thống xử lý có thể vận hành ở nồng độ

MLSS thấp trong khi vẫn đảm bảo khả năng xử lý tương đương và đôi khi là

cao và ổn định hơn so với việc sử dụng quá trình sinh học thông thường với

nồng MLSS cao. Chi phí vận hành của hệ thống cũng được giảm đi đáng kể

nhờ việc sử dụng kết hợp khí nâng và nước sạch để hạn chế tắc màng và làm

sạch màng. Với những ưu điểm trên, hệ thống bể sinh học được tăng cường

kết hợp với màng lọc khí nâng đã cho thấy những ưu điểm và tính phù hợp

với điều kiện của các cơ sở giết mổ tại Việt Nam.

3.4.2.4. Đánh giá tiềm năng tiết giảm năng lượng của hệ MBR khí nâng được

sử dụng vi sinh vật tại chỗ

Nghiên cứu được thực hiện trong quy mô phòng thí nghiệm với hệ

thống xử lý có quy mô là 50L/ngày, vì vậy mà việc khảo sát hiệu quả sử dụng

của hệ MBR khí nâng sử dụng vi sinh vật tại chỗ chưa được thực hiện. Tuy

nhiên, nghiên cứu sinh đã tham gia nghiên cứu và khảo sát hiệu quả sử dụng

năng lượng của hệ thống MBR khí nâng có công suất 20 m3/ngày. Hệ thống

này đã được xây dựng và vận hành trong khuôn khổ của đề tài KC.08.31/11-

15 của Tiến sĩ Đỗ Tiến Anh tại chính cơ sở giết mổ Thịnh An, cơ sở được lựa

chọn trong nghiên cứu này. Kết quả khảo sát của đề tài cho thấy, nhu cầu sử

dụng năng lượng của toàn bộ hệ thống MBR khí nâng công suất 20 m3/ngày

trung bình là 52 kWh, tương đương với 2,6 kWh/m3 nước thải. Giá trị này cao

hơn giá trị theo dõi được với hệ thống quy mô 1 m3/ngày ở quy mô phòng thí

nghiệm, với giá trị tương ứng là 1,45 kWh/m3. Trong khi đó, theo Futselaar

[47] nhu cầu năng lượng cần thiết để vận hành hệ thống màng lọc dòng chảy

ngang tương tự như trong Luận án này là 2,5-3 kWh/m3. Lượng điện tiêu thụ

này chủ yếu được sử dụng cho các thiết bị bơm nước qua màng, và giá trị này

cũng cao hơn đáng kể so với lượng điện tiêu thụ được ghi nhận ở trên của hệ

128

thống MBR khí nâng. Kết quả này đã cho thấy được khả năng giảm chi phí

vận hành của hệ thống MBR có sử dụng khí nâng khí nâng so với công nghệ

trước nhờ vào khả năng hỗ trợ máy bơm trong việc bơm nước thải qua bề mặt

màng và giảm áp lực bơm khi tạo áp suất qua màng.

Trong nghiên cứu này, công nghệ MBR khí nâng đã được kết hợp với

quá trình xử lý sinh học sử dụng các vi sinh vật tại chỗ được phân lập từ chính

nước thải của cơ sở giết mổ lợn. Theo đó, nghiên cứu đã chứng minh được

việc sử dụng vi sinh vật tại chỗ trong hệ thống xử lý MBR khí nâng có thể

giúp duy trì được hiệu quả xử lý cao và ổn định với nồng độ sinh khối MLSS

thấp hơn so với các công nghệ xử lý truyền thống, và thời gian lưu nước cần

thiết cũng ngắn hơn so với hệ thống chỉ sử dụng bùn hoạt tính thông thường.

Khả năng vận hành hiệu quả ở MLSS thấp (850 - 1.500 mg/L) sẽ giúp giảm

thiểu nhu cầu năng lượng cho quá trình sục khí đồng thời giảm áp lực cho các

thiết bị bơm nước qua màng. Trong khi đó, với thời gian lưu nước ngắn sẽ

giúp giảm kích thước của các công trình xử lý so với các công nghệ truyền

thống, điều này cũng giúp giảm thiểu nhu cầu năng lượng cho quá trình sục

khí, ngoài ra cũng giúp giảm chi phí đầu tư hệ thống nhờ việc giảm diện tích

đất sử dụng. Với những ưu điểm trên, thì nhu cầu về năng lượng của hệ thống

MBR khí nâng có sử dụng vi sinh vật tại chỗ vận hành theo các thông số tối

ưu đã được khảo sát chắc chắn sẽ thấp hơn so với hệ thống MBR khí nâng

được nghiên cứu trong đề tài KC.08.31/11-15.

3.4.2.5. Nghiên cứu xác định tải lượng COD và TN tối ưu cho hệ thống MBR

khí nâng có sử dụng vi sinh vật tại chỗ

a. Nghiên cứu xác định tải lượng COD thích hợp cho hệ thống MBR khí

nâng được sử dụng vi sinh vật tại chỗ

Sau khi khảo sát và lựa chọn được các thông số vận hành cơ bản cho

module màng trong hệ màng MBR khí nâng sử dụng vi sinh vật tại chỗ bao

129

gồm: thời gian lưu nước (HRT) là 8 - 10 giờ, nồng độ vi sinh vật thích hợp

1.500 mg/L, vận tốc nước chảy trong ống màng 0,8 m/giây, áp suất vận

chuyển là 0,8 bar và lưu lượng sục khí là 0,2 L/phút, thì hệ thống MBR khí

nâng được sử dụng vi sinh vật tại chỗ tiếp tục được thử nghiệm trong điều

kiện có sự thay đổi về tải lượng ô nhiễm theo COD và TN để xác định được

tải lượng phù hợp cho hệ thống. Theo đó màng được kết nối với bể phản ứng

sinh học được thử nghiệm trong nghiên cứu 4, với các thông số vận hành

được điều chỉnh như trên. Hệ thống đã được vận hành liên tục trong thời gian

30 ngày và khả năng xử lý COD được phân tích và mô tả qua Hình 3.30 và

3.31. Theo kết quả thu được từ nội dung nghiên cứu 3.2.2, tải lượng COD

thích hợp cho bể sinh học được sử dụng vi sinh vật tại chỗ được thử nghiệm

là trong khoảng 1,4 - 3,19 kg/m3/ngày. Vì vậy trong nghiên cứu này, tải lượng

COD ban đầu được kiểm soát ở xung quanh giá trị 3,19 kg/m3/ngày. Kết quả

cho thấy, mặc dù tải lượng ô nhiễm hữu cơ có những thời điểm có sự dao

động tuy nhiên hiệu suất xử lý COD vẫn được duy trì ổn định trong suốt quá

trình diễn ra nghiên cứu. Cụ thể, trong 20 ngày đầu tiên của nghiên cứu, tải

lượng COD dao động nhiều trong khoảng từ 2,57 - 3,25 kg/m3/ngày ứng với

nồng độ COD trong nước thải đầu vào là từ 1.411 mg/L - 1.677 mg/L. Sự thay

đổi này không ảnh hưởng nhiều tới hiệu quả xử lý của hệ thống với nồng độ

COD trong nước thải đầu ra thường xuyên duy trì ở giá trị dưới 120 mg/L.

Hiệu suất cao nhất đạt được trong giai đoạn này là 98% với nồng độ COD

trong nước đầu ra chỉ còn 40 mg/L. Trong 10 ngày cuối cùng của nghiên cứu,

tải lượng COD đã ở mức ổn định hơn với giá trị trung bình là 2,9 kg/m3/ngày,

nồng độ COD đầu vào là 1.500 mg/L, hiệu suất xử lý vẫn duy trì ổn định từ

92 - 95%. Đặc biệt, nồng độ COD đầu ra luôn duy trì ở mức dưới 120 mg/L,

giá trị này thấp hơn giá trị yêu cầu theo chuẩn B (QCVN 40:2011/BTNMT).

Có thể thấy, mặc dù giá trị tải lượng được khảo sát trong nghiên cứu này là

130

giá trị cao nhất trong khoảng giá trị phù hợp đã khảo sát được từ nghiên cứu

trước, nhưng hiệu quả xử lý của hệ thống vẫn cao và ổn định. Kết quả này đạt

được là nhờ sự tham gia của các vi sinh vật tại chỗ có khả năng thích nghi

nhanh và khả năng đồng hóa tốt các chất ô nhiễm trong nước thải. Như vậy,

giá trị tải lượng COD 3,19 kg/m3/ngày là giá trị cao nhất mà tại đó hệ MBR

khí nâng sử dụng vi sinh vật tại chỗ vẫn có thể hoạt động hiệu quả.

Hình 3.30 Nồng độ COD trong hệ MBR khí nâng

Hình 3.32 biểu diễn hiệu quả xử lý COD ở 2 giai đoạn xử lý khác nhau

bao gồm giai đoạn chỉ có bể phản ứng sinh học hoạt động và giai đoạn sau là

khi kết hợp bể phản ứng sinh học này với hệ MBR khí nâng. Có thể quan sát

thấy, hiệu quả xử lý COD ở cả 2 giai đoạn thường xuyên giữ ổn định ở mức

cao là 92 - 96%. Mặc dù, ở ngày cuối của giai đoạn không sử dụng màng, khi

tải lượng COD được tăng lên 3,5 kg/m3/ngày hiệu suất có suy giảm về mức

84% tuy nhiên sau khi được kết nối với modue màng thì hiệu suất nhanh

131

chóng được cải thiện và cuối cùng duy trì ổn định về khoảng giá trị 92 - 98%.

Đặc biệt có thể thấy, giai đoạn sau khi lắp màng thì tải lượng COD dao động

nhiều hơn (trong khoảng 2,57 - 3,25 kg/m3/ngày) so với giai đoạn trước. Tuy

nhiên, màng MBR khí nâng đã đóng vai trò quan trọng trong việc duy trì sự

ổn định cũng như hiệu quả xử lý cao của hệ mô hình. Vì vậy mà hiệu quả xử

lý COD vẫn được duy trì ở mức cao. Kết quả này có được là nhờ khả năng

tách giữ các hạt vật chất hữu cơ hoặc các phân tử hữu cơ có kích thước lớn

khỏi dòng nước sau xử lý. Đồng thời, giúp giảm khả năng thất thoát sinh khối

vi sinh vật trong quá trình xử lý và tuần hoàn liên tục sinh khối để tham gia

quá trình xử lý.

Hình 3.31 Hiệu suất xử lý COD trong hệ MBR khí nâng

132

Hình 3.32 Hiệu quả xử lý COD trước và sau khi vận hành hệ thống màng

MBR khí nâng

Việc có thể vận hành hiệu quả ở tải trọng hữu cơ cao còn có thể giúp

giảm đáng kể thể tích cần thiết cho bể xử lý hiếu khí và từ đó giảm diện tích

đất cần thiết cho xây dựng. Ưu điểm này có thể được chứng minh khi xem xét

công thức tính toán thể tích cần thiết cho bể xử lý hiếu khí. PGS.TS Hoàng

Huệ đã giới thiệu công thức tính toán thể tích bể dựa trên tải trọng chất hữu

cơ có thể xử lý như sau [7]:

𝑉 = (𝑚3) 𝑄 × 𝑆0 𝑆𝑎

Trong đó: Q: lưu lượng tính toán nước thải (m3/ngày)

S0: Hàm lượng COD của nước thải (mg/L)

Sa: tải trọng chất hữu cơ có thể xử lý kgCOD/m3/ngày.

133

Qua công thức có thể thấy, giá trị Sa càng lớn thì thể tích cần thiết của

bể xử lý càng nhỏ. Trong thực tế, khi tính toán thiết kế các công trình, nếu

không có số liệu thí nghiệm xác định giá trị tải trọng hữu cơ thì có thể lựa

chọn các giá trị đặc trưng đã được công bố. Theo đó, tùy thuộc vào loại và

chức năng của bể hiếu khí thì giá trị tải trọng sẽ dao động trong khoảng từ

0,08 đến 1,9 kgCOD/m3.ngày [7]. Như vậy, với giá trị tải trọng cao nhất có

thể xử lý trong nghiên cứu này là 3,19 kgCOD/m3/ngày, thì thể tích cần thiết

của bể có thể giảm xuống 1,67 lần so với quá trình xử lý thông thường. Giúp

tiết kiệm đáng kể diện tích đất cần thiết cho xây dựng công trình xử lý.

b. Nghiên cứu xác định tải lượng TN thích hợp cho hệ thống MBR khí

nâng được sử dụng vi sinh vật tại chỗ

Hình 3.33 Nồng độ TN theo thời gian xử lý trong hệ MBR khí nâng

134

Cũng giống như với hiệu quả xử lý COD, hiệu quả xử lý TN của hệ

Hình 3.34 Hiệu suất xử lý TN trong hệ MBR khí nâng

thống cũng được duy trì ở mức ổn định với giá trị cao nhất đạt được là 96%

với nồng độ TN trong nước chỉ còn 6,4 mg/L, và hiệu suất thường xuyên duy

trì ở mức 90 - 94%. Mặt khác, dựa trên kết quả Hình 3.35 và 3.36 có thể thấy

quá trình xử lý TN chủ yếu dựa trên hoạt động của các vi sinh vật dị dưỡng, là

+-N thấp nằm trong khoảng 10 - 40 mg/L chiếm tỉ lệ rất thấp so với giá trị

nhóm vi sinh vật tại chỗ đã được sử dụng trong nghiên cứu này. Với nồng độ

NH4

TN thì nitơ trong nước thải chủ yếu nằm trong thành phần của các hợp chất

hữu cơ trong nước thải. Thông qua quá trình đồng hóa của các vi sinh vật dị

dưỡng, các chất hữu cơ này cùng nitơ sẽ được chuyển hóa thành các cơ chất

cấu tạo nên sinh khối mới. Kết quả là giá trị TN của nước thải sau xử lý giảm.

Bên cạnh đó, nồng độ amoni trong nước đầu vào còn có sự gia tăng rất nhanh

--N lại không có

và cao nhất đạt 40 mg/L, tuy nhiên hiệu suất xử lý amoni lại luôn ổn định với

--N và NO3

giá trị trung bình là 80% trong khi nồng độ NO2

nhiều sự thay đổi và luôn nằm ở mức nồng độ thấp. Như vậy, amoni đã chủ

135

yếu được xử lý nhờ quá trình đồng hóa của các vi sinh vật dị dưỡng thay vì

được xử lý theo quy trình xử lý thông thường nhờ các vi sinh vật oxy hóa

amoni và khử nitrat. Diễn biến này cũng củng cố thêm vai trò của các vi sinh

vật tại chỗ trong việc giúp duy trì được hiệu quả xử lý TN cao của hệ thống.

Hình 3.35 Nồng độ NH4

+-N, NO2

--N và NO3

--N trong hệ MBR khí nâng

Bên cạnh khả năng hoạt động hiệu quả của các vi sinh vật thì màng

MBR cũng cho thấy vai trò quan trọng đóng góp cho sự ổn định của hệ xử lý

khi duy trì được hiệu quả xử lý TN cao (90 - 95%) ngay cả khi tải lượng TN

được duy trì ở giá trị cao 0,27 - 0,32 kg/m3/ngày. Giá trị tải lượng này cũng

nằm gần với giá trị phù hợp cho hệ MBR khí nâng được sử dụng vi sinh vật

tại chỗ đã được khảo sát tại mục 3.1. Trong khi đó, ở khoảng giá trị này khi

chỉ sử dụng bể phản ứng sinh học, hiệu quả xử lý TN cao nhất đạt được là

87%. Khả năng cải thiện cũng như duy trì hiệu quả xử TN cao của màng

MBR là do tỉ lệ lớn nitơ trong nước thải là nằm trong thành phần của các hợp

136

chất hữu cơ và được giữ lại nhờ khả năng lọc của màng, sau đó tiếp tục được

đồng hóa bởi các vi sinh vật.

Hình 3.36 Hiệu suất xử lý TN trong hệ MBR khí nâng

Bảng 3.4 Bảng so sánh các đặc điểm và kết quả

STT Đặc điểm của KC.08.31/11-15 Luận án này

hệ thống

1 Công nghệ

Hệ thống màng MBR khí nâng kết hợp với quá trình xử lý hiếu khí

Hệ thống màng MBR khí nâng kết hợp với quá trình xử lý kỵ khí và hiếu khí

2

Sinh khối vi sinh vật

Bùn hoạt tính thông thường có bổ sung chế phẩm chứa vi sinh vật tại chỗ Bùn hoạt tính được bổ sung chế phẩm chứa vi sinh vật tại chỗ ngay từ quá trình khởi động.

3 14 ngày 7 ngày

Thời gian khởi động

137

STT Đặc điểm của KC.08.31/11-15 Luận án này

hệ thống

4 79-95% 90-96% (cao nhất đạt 98%)

Hiệu suất xử lý COD

5 75-85% >80%

Hiệu suất xử lý TN (Cao nhất đạt 98%)

6 Chưa xác định

Thông số vận hành tối ưu Tải lượng TN tối đa: 0,27 - 0,32 kg/m3/ngày

Tải lượng COD tối đa: 2,57 - 3,25 kg/m3/ngày

Lưu lượng sục khí: 0,8 m/giây

Áp suất vận chuyển: 0,8 bar

Hệ thống MBR khí nâng xử lý nước thải giết mổ lợn cũng đã được thử

Vận tốc nước chảy qua màng: 0,2 L/phút

nghiệm trong đề tài KC.08.31/11-15 “Nghiên cứu ứng dụng và phát triển mô

hình công nghệ tích hợp tiên tiến có tận thu và sử dụng năng lượng tái tạo để

xử lý hiệu quả, bền vững nguồn thải hỗn hợp rắn - lỏng từ các lò giết mổ tập

trung” của Tiến sĩ Đỗ Tiến Anh. Tuy nhiên trong đề tài này, một số thông số

vận hành tối ưu cho bể xử lý sinh học và cho hệ thống MBR khí nâng chưa

được tối ưu hóa vì vậy so với đề tài này thì nghiên cứu được thực hiện trong

Luận án của nghiên cứu sinh có một số ưu điểm. Theo đó, hệ thống thử

nghiệm của Tiến sĩ Đỗ Tiến Anh vận hành dựa trên sự kết hợp của cả quá

trình hiếu khí và kỵ khí trong cùng một bể xử lý tức là cần có sự tham gia của

nhiều nhóm vi khuẩn khác nhau, trong khi các chủng vi sinh vật tại chỗ được

sử dụng chứa chủ yếu là các vi sinh vật hiếu khí hoàn toàn. Như vậy, các vi

sinh vật được sử dụng này không có điều kiện tối ưu để phát triển vì vậy mà

chúng chưa phát huy hết được khả năng xử lý của mình, và kết quả là thời

138

gian khởi động của hệ thống cần của đề tài KC.08.31/11-15 là 14 ngày, thời

gian này lâu hơn so với thời gian 7 ngày của nghiên cứu trong Luận án này.

Mặc dù vậy, kết quả phân tích hiệu quả xử lý trong đề tài vẫn cho thấy khả

năng thích nghi tốt của chủng vi sinh vật tại chỗ được sử dụng. Cụ thể, trong

thử nghiệm của đề tài, với nồng độ COD đầu vào dao động nhiều từ 650 -

2.000 mg/L, nhưng nồng độ đầu ra của COD lại tương đối ổn định, hiệu suất

xử lý đạt được là 79 - 95%. Trong khi đó, trong Luận án này, với nồng độ

COD trong nước thải đầu vào là gần tương tự, thì hiệu suất được duy trì ở

mức cao và ổn định hơn một chút so với hệ thống thử nghiệm của đề tài, cụ

thể hiệu suất xử lý được duy trì trong khoảng 90 - 96% và cao nhất đạt được

là 98%. Có thể thấy, việc tối ưu được một số yếu tố vận hành đã giúp cải thiện

được hiệu quả hoạt động và tính ổn định của hệ MBR khí nâng có sử dụng vi

sinh vật tại chỗ.

Đối với nhiệm vụ xử lý các hợp chất nitơ, hiệu suất xử lý của hệ nghiên

cứu trong đề tài có khả năng xử lý TN ổn định và duy trì trong khoảng 80 -

85%, tại một số thời điểm hiệu suất giảm xuống còn 75 - 80%. Trong khi đó,

trong Luận án này, hiệu suất xử lý lại cao và ổn định hơn, thường xuyên đạt

trên 80% và cao nhất đạt được 96 %. Có 2 lý do để giải thích cho sự khác biệt

này, thứ nhất đó là về quy trình xử lý. Đối với hệ thống xử lý trong đề tài

KC.08.31/11-15, nhiều quá trình xử lý khác nhau được thực hiện trong cùng

một bể xử lý điều đó khiến cho việc kiểm soát hệ thống cần phải được thực

hiện sát sao để đảm bảo hệ thống thích nghi với sự biến đổi của nước thải đầu

vào. Thực tế, trong quá trình nghiên cứu, một số thời điểm nồng độ amoni

trong hệ thống tăng đột biến, khiến cho các vi sinh vật oxy hóa amoni mất

một khoảng thời gian nhất định để thích nghi. Trong khi đó, ở hệ thống trong

Luận án này, quy trình xử lý đơn giản hơn, bể được vận hành tạo điều kiện tối

ưu cho các vi sinh vật có khả năng đồng hóa cao các hợp chất hữu cơ cùng

139

với amoni để sinh trưởng và phát triển do đó hệ thống hoạt động ổn định hơn.

Nguyên nhân thứ hai là do một số ngày nghiên cứu, công nhân của cơ sở giết

mổ lớn đã thải bỏ trực tiếp chất thải vào hố gom khiến đặc tính của nước thải

thay đổi bất thường, chính vì vậy trong thực tế để các hệ thống có thể vận

hành ổn định hơn thì việc bố trí và quản lý hệ thống thu gom xả thải cũng là

một vấn đề cần được quan tâm chú trọng.

Như vậy, việc tối ưu hóa được một số thông số vận hành của bể sinh

học được sử dụng vi sinh vật tại chỗ đã giúp cải thiện được hiệu quả xử lý và

tính ổn định của hệ thống xử lý, và rút ngắn được hơn thời gian khởi động của

hệ thống.

3.5. Đề xuất các giải pháp kỹ thuật giúp quản lý và giám sát xử lý nước

thải giết mổ

Như đã giới thiệu trong Chương 1, cả nước hiện nay vẫn còn rất nhiều

cơ sở giết mổ nhỏ lẻ, nằm rải rác trong các khu dân cư và thành thị. Do đặc

điểm này, mà việc kiểm soát dịch bệnh, an toàn thực phẩm ở mức thấp hoặc

không thể kiểm soát được và còn tiềm ẩn rất nhiều nguy cơ gây ô nhiễm môi

trường. Và để khắc phục được vấn đề này, các tỉnh, thành phố cần tổ chức,

đầu tư xây dựng các cơ sở giết mổ theo hướng tập trung gắn với vùng chăn

nuôi nhằm tạo thuận lợi cho công tác quản lý giám sát cũng như vận hành của

cơ sở, nhờ vậy có thể tăng cường đảm bảo yêu cầu vệ sinh thú y, an toàn thực

phẩm và bảo vệ môi trường. Nhìn nhận được vấn đề này, nhiều tỉnh, thành

phố trên trên toàn quốc đã ban hành các cơ chế chính sách, phê duyệt các quy

hoạch kế hoạch nhằm xây dựng, phát triển và khuyến khích đầu tư xây dựng

cơ sở giết mổ gia súc, gia cầm tập trung. Do đó, hoạt động kiểm soát giết mổ

cũng thuận lợi hơn; các cơ sở giết mổ tập trung có quy mô đủ lớn, đủ năng lực

thực hiện quy định về vệ sinh thú y và an toàn thực phẩm sẽ là nơi các hộ giết

mổ nhỏ lẻ thực hiện hoạt động giết mổ được kiểm soát thay thế các điểm giết

140

mổ nhỏ lẻ không được kiểm soát, không đảm bảo các quy định về vệ sinh an

toàn thực phẩm tại hộ gia đình.

Trong quá trình nghiên cứu, nghiên cứu sinh nhận thấy đối với thành

phố Hà Nội, là nơi lựa chọn địa điểm nghiên cứu, trong những năm qua bằng

nhiều cơ chế, chính sách hỗ trợ, số cơ sở giết mổ gia súc, gia cầm nhỏ lẻ trên

địa bàn Hà Nội những năm gần đây đã có nhiều chuyển biến tích cực trên cơ

sở căn cứ vào các Nghị quyết về chính sách khuyến khích phát triển nông

nghiệp, thành phố Hà Nội đã thí điểm một số chính sách hỗ trợ giết mổ, theo

đó chính quyền hỗ trợ 50% chi phí giết mổ tính trên đầu con gia súc, gia cầm

ở năm thứ nhất, 40% ở năm thứ hai và 30% ở năm thứ ba. Nhờ vậy từ năm

2014 đến năm 2019, thành phố Hà Nội đã hỗ trợ 6 cơ sở giết mổ công nghiệp,

tập trung, quy mô lớn với số tiền 26.606.114.000 đồng.

Năm 2017, thành phố Hà Nội có 1.074 cơ sở giết mổ gia súc, gia cầm,

giảm 10% so với năm 2016, đến năm 2018 còn 988 cơ sở, giảm 10% so với

năm 2017. Đến năm 2019, trên địa bàn Hà Nội chỉ còn 749 cơ sở, giảm 24%

so với năm 2018, trong đó có 7 cơ sở quy mô công nghiệp, 24 cơ sở bán công

nghiệp; số cơ sở giết mổ nhỏ lẻ đang giảm dần chỉ còn lại 718 cơ sở giết mổ

gia súc, gia cầm thủ công. Ngày 17 tháng 02 năm 2020, UBND thành phố Hà

Nội ban hành Quyết định số 761/QĐ-UBND về việc phê duyệt "Mạng lưới cơ

sở giết mổ gia súc, gia cầm tập trung trên địa bàn thành phố Hà Nội", theo đó

Hà Nội dự kiến xây dựng 29 cơ sở giết mổ tập trung, gồm 8 nơi giết mổ và

chế biến gia súc, gia cầm công nghiệp theo quyết định được duyệt gồm các cơ

sở: giết mổ gia cầm Phú Nghĩa - Chương Mỹ; giết mổ lợn Phú Nghĩa -

Chương Mỹ; giết mổ gia súc Đông Thành - Đông Anh; giết mổ gia súc

Foodex - Đan Phượng; giết mổ gia súc Lệ Chi - Gia Lâm; giết mổ gia súc, gia

cầm Minh Hiền - Thanh Oai; giết mổ gia súc, gia cầm Vinh Anh - Thường

Tín; giết mổ gia súc, gia cầm Minh Phú - Sóc Sơn, đồng thời 8 cơ sở giết mổ

141

gia súc, gia cầm tập trung cụ thể tại: xã Hồng Phong - Chương Mỹ; xã Tốt

Động - Chương Mỹ; xã Thọ An - Đan Phượng; xã Liên Mạc - Mê Linh; xã

Sen Chiểu - Phúc Thọ; xã Minh Trí - Sóc Sơn; xã Bình Mình - Thanh Oai; xã

Thắng Lợi - Thường Tín... và 13 cơ sở giết mổ gia súc, gia cầm tập trung quy

mô nhỏ.

Ngoài ra đã có nhiều tỉnh, thành phố trên toàn quốc bằng các hình thức

khác nhau đã tổ chức triển khai Đề án quy hoạch cơ sở giết mổ động vật tập

trung trên địa bàn theo đúng quy định của pháp luật sau khi được các cấp có

thẩm quyền phê duyệt cho thấy định hướng phát triển các cơ sở giết mổ tập

trung là một hướng đi tất yếu trước những yêu cầu ngày một khắt khe của thị

trường, cũng như các yêu cầu về công tác bảo vệ môi trường và đây là xu thế

phát triển tất yếu của tương lai ngành giết mổ gia súc, gia cầm. Tuy nhiên bên

cạnh những khó khăn về việc kiểm soát hoạt động của các cơ sở giết mổ nhỏ

lẻ, thì những khó khăn về chi phí đầu tư và vận hành khiến cho nhiều cơ sở

giết mổ tập trung khó cạnh tranh được với các cơ sở giết mổ nhỏ lẻ và vì vậy

không phát huy được hết ưu điểm của loại hình giết mổ tập trung.

Mặt khác, trong nghiên cứu này của Luận án, công nghệ MBR khí nâng

sử dụng vi sinh vật tại chỗ đã được thử nghiệm với chính đối tượng là nước

thải từ cơ sở giết mổ tập trung. Các kết quả nghiên cứu đã cho thấy những ưu

điểm cả về mặt kinh tế và kỹ thuật của công nghệ này. Với việc sử dụng

nguồn vi sinh vật tại chỗ, công nghệ này có khả năng duy trì được hiệu quả xử

lý cao và ổn định từ đó có thể giúp hạn chế sự phức tạp của quá trình vận

hành (mục 3.4.2.3). Ưu điểm thứ hai đó là khả năng giảm thiểu đáng kể chi

phí vận hành so với các hệ thống tương tự khác đã được nghiên cứu (theo

mục 3.4.2.4), đồng thời giảm được yêu cầu về diện tích đất sử dụng từ đó có

thể giảm chi phí đầu tư ban đầu đặc biệt là với những địa điểm hạn chế về

diện tích hoặc chi phí mặt bằng cao. Những ưu điểm này cho thấy được tiềm

142

năng ứng dụng rất lớn của công nghệ MBR khí nâng sử dụng vi sinh vật tại

chỗ tại các cơ sở giết mổ tập trung ở Việt Nam.

Nhìn chung, với những vấn đề còn tồn tại đã nêu trên, nghiên cứu đưa

ra một số đề xuất nhằm nâng cao được hiệu quả của công tác quản lý nước

thải giết mổ tập trung như sau:

- Đối với các cơ sở giết mổ nhỏ lẻ: tăng cường công tác tuyên truyền,

vận động bằng nhiều hình thức đa dạng tới các cơ sở sản xuất, các hộ gia

đình, hộ kinh doanh; đồng thời, các xã, phường đều thông báo yêu cầu các hộ

cam kết chấm dứt hoạt động giết mổ tại nhà, tại khu dân cư; vận động các cá

nhân, tổ chức có bếp ăn tập thể sử dụng sản phẩm từ gia súc, gia cầm được

giết mổ tại cơ sở giết mổ tập trung…

- Đối với các cơ sở giết mổ tập trung

+ Tiếp tục đẩy mạnh tích cực ban hành các cơ chế, chính sách khuyến

khích và tìm kiếm, thu hút, giới thiệu và tạo điều kiện cho các nhà đầu tư xây

dựng các cơ sở giết mổ theo quy hoạch. Đồng thời hướng dẫn nhà đầu tư về

quy trình, thủ tục, hồ sơ và thẩm định dự án đầu tư, lựa chọn dây chuyền công

nghệ giết mổ tiên tiến, hiện đại, thân thiện môi trường, phù hợp với tình hình

thực tế của địa phương và khả năng đầu tư của doanh nghiệp, các ngân hàng

cần có thêm phương án hỗ trợ vốn vay để đầu tư cơ sở vật chất, trang thiết bị

giết mổ theo tiêu chuẩn…nhằm khuyến khích, tạo động lực cho các chủ hộ cá

thể xóa bỏ phương thức giết mổ nhỏ lẻ, chuyển sang phương thức giết mổ tập

trung và đem lại hướng đi mới đối với các doanh nghiệp có quy mô giết mổ

gia súc tập trung.

+ Tuân thủ chặt chẽ những quy định yêu cầu về địa điểm đặt cơ sở giết

mổ tập trung tại Tiết 2.1 Mục 2 QCVN 150: 2017/BNNPTNT Quy chuẩn kỹ

thuật quốc gia yêu cầu vệ sinh thú y đối với cơ sở giết mổ động vật tập trung

được của Bộ Nông nghiệp và Phát triển nông thôn ban hành kèm theo Thông

143

tư 13/2017/TT-BNNPTNT ngày 20 tháng 6 năm 2017 để đảm bảo an toàn vệ

sinh thực phẩm và sức khỏe của người dân.

+ Hoạt động giết mổ có sự giám sát, kiểm soát chặt chẽ của các cơ quan

chức năng có liên quan nhằm đảm bảo an toàn thực phẩm và giảm thiểu ô

nhiễm môi trường.

- Ứng dụng công nghệ công nghệ MBR khí nâng sử dụng vi sinh vật tại

chỗ xử lý nước thải giết mổ.

+ Xây dựng bộ tài liệu kỹ thuật trong đó hướng dẫn chi tiết việc lựa

chọn, các tiêu chí lựa chọn, tính toán thiết các hệ thống quản lý chất thải nói

chung và nước thải nói riêng. Trong đó cung cấp các thông tin kỹ thuật quan

trọng, các thông tin dựa trên các nguồn khảo sát nghiên cứu trong nước để chỉ

có các công nghệ phù hợp về mặt kinh tế kỹ thuật của Việt Nam được áp

dụng trong thực tiễn. Và trong nghiên cứu này, một số yếu tố ảnh hưởng,

thông số vận hành tối ưu đã được nghiên cứu lựa chọn trên chính đối tượng

nước thải thực tế từ cơ sở giết mổ tập trung. Vì vậy công nghệ MBR khí nâng

sử dụng vi sinh vật tại chỗ với nhiều tiềm năng ứng dụng rộng rãi có thể là

một trong những giải pháp chính được giới thiệu trong bộ tài liệu kỹ thuật.

Dựa trên bộ tài liệu kỹ thuật này, có thể đưa công nghệ này vào các chiến

lược, kế hoạch bảo vệ môi trường các cấp từ trung ương tới địa phương.

+ Đặc biệt hiện nay ở Việt Nam chưa có một quy định hay tiêu chuẩn

quốc gia cụ thể nào quy định về giới hạn các thông số và nồng độ các chất ô

nhiễm trong nước thải giết mổ lợn mà thay vào đó là việc quản lý được thực

hiện dựa theo QCVN 01-25:2010/ BNNPTNT (quy chuẩn kỹ thuật quốc gia

về quản lý chất thải trong cơ sở giết mổ gia súc, gia cầm) do Bộ Nông nghiệp

và Phát triển nông thôn ban hành và QCVN 40:2011/BTNMT (quy chuẩn kỹ

thuật quốc gia về nước thải công nghiệp) do Bộ Tài nguyên và Môi trường

ban hành. Chính vì vậy, trong bối cạnh mà nhu cầu tiêu thụ sản phẩm thịt

144

ngày một gia tăng, số lượng các cơ sở giết mổ tập trung được phê duyệt ngày

một tăng thì việc ban hành một tiêu chuẩn riêng cho đối tượng nước thải giết

mổ lợn là một vấn đề cần được đưa vào trọng tâm. Trong khi đó, bằng việc

nghiên cứu tối ưu một công nghệ xử lý tiên tiến trên thế giới để xử lý một

cách hiệu quả nước thải từ cơ sở giết mổ lợn phù hợp với điều kiện kinh tế kỹ

thuật của Việt Nam thì tính chất của nước sau xử lý hoàn toàn có giá trị tham

khảo trong việc xây dựng tiêu chuẩn kỹ thuật cho nước thải giết mổ lợn ở Việt

Nam. Các giới hạn về chất lượng nước sau xử lý (đối với các thông số như

COD, amoni, TN,..) xây dựng dựa trên kết quả đạt được từ Luận án sẽ góp

phần nâng cao chất lượng và hiệu quả hoạt động của các cơ sở giết mổ lợn,

giúp nâng cao giá trị sản phẩm, nâng cao tính cạnh tranh của sản phẩm của

các cơ sở giết mổ đặc biệt khi tiêu chuẩn được xây dựng dựa trên công nghệ

tiên tiến của thế giới.

- Ban hành các cơ chế, chính sách khuyến khích và tìm kiếm, thu hút,

giới thiệu, tạo điều kiện ưu đãi cho các nhà đầu tư xây dựng “Mạng lưới cơ sở

giết mổ gia súc, gia cầm tập trung” theo yêu cầu của Luật Quy hoạch; xây

dựng và triển khai các cơ chế tài chính nhằm hỗ trợ, hướng dẫn nhà đầu tư về

quy trình, thủ tục, hồ sơ và thẩm định dự án đầu tư, lựa chọn và lắp đặt công

nghệ xử lý nước thải tiên tiến như công nghệ MBR khí nâng phù hợp với tình

hình thực tế của địa phương; tiếp tục rà soát, đánh giá, điều chỉnh, bổ sung

các cơ sở giết mổ công nghiệp tập trung theo chuỗi giá trị khép kín, áp dụng

công nghệ tiên tiến đồng bộ trên thế giới.

- Tích cực chủ động tăng cường công tác thanh tra, kiểm tra hoạt động

giết mổ, kinh doanh gia súc, gia cầm theo phân cấp; phối hợp các cơ quan

chức năng liên quan trong công tác thanh tra, kiểm tra, xử lý nghiêm các

trường hợp vi phạm theo quy định của pháp luật; có lộ trình và giải pháp đưa

các điểm, hộ giết mổ nhỏ lẻ, không đảm bảo vệ sinh thú y, an toàn thực phẩm

145

và môi trường vào giết mổ tại các cơ sở giết mổ tập trung theo quy hoạch.

Các cơ sở giết mổ tập trung bắt buộc phải xây dựng hệ thống xử lý nước thải

đảm bảo quy chuẩn xả thải vào nguồn tiếp nhận và được lắp đặt hệ thống

quan trắc nước thải tự động đảm bảo cho việc giám sát được thuận lợi, khách

quan, minh bạch.

- Các cấp chính quyền cần tập trung thực hiện tốt việc quy hoạch quỹ

đất phục vụ hoạt động giết mổ phù hợp với đặc điểm của từng địa phương. Bố

trí ngay nguồn kinh phí, tập trung chỉ đạo quyết liệt, dứt điểm để đảm bảo tính

khả thi cho Đề án giết mổ gia súc, gia cầm tập trung của địa phương đã được

phê duyệt đạt hiệu quả.

- Cần tăng cường công tác tuyên truyền vệ sinh thú y, vệ sinh an toàn

thực phẩm, xây dựng chuỗi truy xuất nguồn gốc, giới thiệu các dây chuyền

công nghệ giết mổ hiện đại, các mô hình giết mổ điển hình, tổ chức tập huấn

tuyên truyền cho người dân về ý thức bảo vệ môi trường, giới thiệu các công

nghệ xử lý thân thiện môi trường để người dân có thể hiểu được ý nghĩa của

việc hướng tới áp dụng các công nghệ này trong thực tiễn.

- Việc đẩy nhanh tiến độ xây dựng các cơ sở tập trung giết mổ sẽ là

bước chuyển biến tích cực trong việc quản lý có hiệu quả hoạt động giết mổ,

giảm số hộ giết mổ nhỏ lẻ đã tồn tại nhiều năm qua để hoạt động giết mổ gia

súc, gia cầm không còn là vấn đề nhức nhối về môi trường của toàn xã hội.

Bên cạnh đó là tiến hành nhân rộng các công nghệ xử lý môi trường hiệu quả

đã được nghiên cứu tối ưu phù hợp với điều kiện kinh tế kỹ thuật của Việt

Nam như công nghệ MBR khí nâng được nghiên cứu trong Luận án này.

3.6. Tiểu kết chương 3

- Kết quả phân tích đã chứng minh được khả năng ứng dụng các vi sinh

vật tại chỗ trong xử lý nước thải giết mổ lợn. Chỉ sau 5 - 7 ngày, quá trình

khởi động của bể VSVTC đã hoàn thành với hiệu quả xử lý COD và TN lần

146

lượt đạt được là 96% và 88% cao hơn hẳn so với hiệu suất đo được trong bể

VSVTT. Thời gian khởi động này cũng nhanh hơn so với 14 ngày của hệ

thống MBR khí nâng đã được thử nghiệm tại đề tài KC.08.31/11-15.

- Các thông số vận hành có thể ảnh hưởng tới hiệu quả hoạt động của các

vi sinh vật tại chỗ cũng đã được khảo sát, các giá trị cụ thể đã xác định được bao

gồm: nồng độ MLSS (850-1.680 mg/L), HRT (8 -10 giờ), SRT (1,5-3 ngày), tải

lượng COD 1,41-3,19 kgCOD/m3/ngày, tải lượng nitơ: 0,19 - 0,26 kgN/m3/ngày.

Các thông số này đã được sử dụng làm cơ sở để tiến hành các nghiên cứu còn

lại trong Luận án.

- Nhờ sử dụng các chủng vi sinh vật tại chỗ, bể xử lý sinh học có thể

vận hành ở nồng độ MLSS thấp (850-1.680 mg/L) mà vẫn đảm bảo hiệu quả

xử lý như mong muốn trong khi năng suất lọc có cao hơn với hệ MBR có

nồng độ MLSS cao. Cụ thể trong nghiên cứu này giá trị năng suất lọc trung

bình ở 2 giá trị MLSS như trên lần lượt là 36,5 và 18 (L/m2/giờ). Nồng độ bùn

thấp còn giúp giảm nguy cơ hình thành các lớp bùn bám trên bề mặt màng kết

hợp với sử dụng khí nâng tạo ra lực cắt trên bề mặt màng giúp cho hệ thống

vận hành ổn định trong suốt thời gian diễn ra nghiên cứu. Các số liệu theo dõi

diễn biến năng suất lọc và áp suất hoạt động của màng đã chứng minh điều

đó.

- Luận án khảo sát và lựa chọn các thông số vận hành tối ưu cho hệ

màng MBR khí nâng sử dụng vi sinh vật tại chỗ để xử lý nước thải giết mổ

lợn, cụ thể giá trị các thông số như sau: tốc độ nước qua màng được duy trì ở

mức 0, 8 m/giây với chế độ áp suất là 0,8 bar và quan trọng nhất, lưu lượng

khí nâng được lựa chọn đó 0,2 L/phút. Hệ thống xử lý vận hành với các thông

số có hiệu suất xử lý cao và ổn định. Cụ thể hiệu suất xử lý COD trung bình

đạt được là 92 - 95 %, cao nhất đạt được 98%, hiệu suất xử lý TN duy trì từ

86 - 96% với các giá trị tải lượng COD và TN tối đa mà hệ thống có thể xử lý

147

hiệu quả lần lượt là 2,57 - 3,25 kg/m3/ngày và 0,27 - 0,32 kg/m3/ngày. Kết

quả này cao và ổn định hơn so với hệ thống thử nghiệm công suất 20 m3/ngày

sử dụng cùng công nghệ và áp dụng cho cùng loại nước thải. Và vì vậy nhu

cầu về năng lượng của hệ thống trong Luận án cũng sẽ thấp hơn.

- Dựa trên các hiệu quả về mặt kỹ thuật đã được chứng minh ở trên,

Luận án đã đề xuất được các giải pháp về mặt kỹ thuật nhằm nâng cao công

tác quản lý và giám sát vấn đề về môi trường nói chung và nước thải nói riêng

liên quan tới hoạt động giết mổ lợn. Trong đó bao gồm các đề xuất về xây

dựng các bộ tài liệu hướng dẫn việc xây dựng các hệ thống xử lý nước thải

dựa trên nền tảng là công nghệ xử lý đã được nghiên cứu trong Luận án, xây

dựng bộ tiêu chuẩn quy chuẩn quy định về các thông số và nồng độ các chất ô

nhiễm trong nước thải giết mổ lợn dựa trên hiệu quả xử lý có thể đạt được với

công nghệ MBR khí nâng sử dụng vi sinh vật tại chỗ đã được thử nghiệm với

nước thải thực tế. Bên cạnh các giải pháp kỹ thuật, Luận án cũng đề xuất các

giải pháp giúp tăng cường công tác quản lý, khuyến khích nâng cao ý thức

trách nhiệm bảo vệ môi trường của các đơn vị thực hiện hoạt động giết mổ

lợn đề từ đó có thể đưa các công nghệ xử lý tiên tiến phù hợp với điều kiện

thực tiễn của Việt Nam (đặc biệt là công nghệ MBR khí nâng sử dụng vi sinh

vật tại chỗ) vào áp dụng trong thực tiễn. Điều này vừa để nâng cao chất lượng

của sản phẩm phục vụ chất lượng đời sống nhân dân, đồng thời chấp hành đầy

đủ các quy định pháp luật về bảo vệ môi trường.

148

KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ

Kết luận

Kết quả phân tích mẫu nước thải từ cơ sở giết mổ lợn Thịnh An, Thanh

Trì, Hà Nội cho thấy mức độ ô nhiễm cao với các chỉ tiêu ô nhiễm cao hơn

nhiều lần so với chuẩn B của QCVN 40:2011/BTNMT. Nổi bật trong đó,

nước thải có nồng độ chất hữu cơ COD và BOD cao hơn lần lượt là 12,6 và

20,22 lần so với tiêu chuẩn, giá trị tổng N cao gấp 6,52 lần, nước thải phát

sinh chủ yếu từ khâu rửa và chế biến nội tạng. Với mức độ ô nhiễm như vậy,

nếu không được xử lý triệt để sẽ có nguy cơ gây ô nhiễm môi trường nghiêm

trọng ảnh hưởng trực tiếp tới sức khỏe của con người. Và trong Luận án, công

nghệ MBR khí nâng (Gaslift-MBR) được bổ sung vi sinh vật tại chỗ đã được

lựa chọn như một giải pháp công nghệ mới cho vấn đề trên.

a. Nghiên cứu đã chứng minh được khả năng ứng dụng của các vi sinh

vật tại chỗ vào quá trình xử lý hiếu khí nước thải giết mổ lợn. Việc sử dụng

các vi sinh vật này đã giúp rút ngắn thời gian khởi động và tăng hiệu quả xử

lý hiếu khí. Cụ thể, thời gian khởi động đã hoàn thành chỉ sau 5 - 7 ngày xử

lý. Đặc biệt, ở giai đoạn vận hành ổn định, với nồng độ MLSS là 850-1.680

mg/L, hiệu quả xử lý COD và TN đều được duy trì ở mức cao và ổn định với

các khoảng giá trị lần lượt 89,7 - 97,7% và 73,1 - 86,8%. Giá trị hiệu suất này

tương đương với một số nghiên cứu trong nước và trên thế giới liên quan tới

công nghệ được nghiên cứu cũng như đối tượng nước thải giết mổ lợn. Trong

khi nồng độ MLSS cần thiết duy trì là 850-1.680 mg/L. Việc có thể vận hành

ở nồng độ MLSS thấp đã giúp tăng hiệu quả lọc màng gấp 2 lần. Đồng thời

giảm năng lượng cần thiết để bơm màng giúp giảm chi phí vận hành màng,

kéo dài tuổi thọ của màng lọc.

b. Luận án đã xác định được một số thông số vận hành thích hợp cho hệ

MBR khí nâng. Cụ thể, ở các thông số vận hành thích hợp được lựa chọn là

149

lưu lượng nước 0,8 m/giây, áp suất làm việc 0,8 bar, và lưu lượng khí nâng là

0,2 L/phút, nồng độ MLSS trung bình là 1.500 mg/L thì hệ màng lọc khí nâng

đã đạt được năng suất lọc là 40 - 60 L/m2/giờ. Tải lượng ô nhiễm COD ở mức

2,57 - 3,25 kg/m3/ngày và với TN là 0,27 - 0,32 kg/m3/ngày thì hiệu suất xử lý

COD và TN thường xuyên được duy trì ở mức 92 - 98% và 86 - 96% với

nồng độ COD và TN trong nước thải đầu ra là dưới 120 mg/L và dưới 10

mg/L. Các giá trị này thấp hơn giá trị quy định theo chuẩn cột B của QCVN

40:2011/BTNMT.

c. Một số giải pháp nhằm tăng cường công tác quản lý và giám sát xử

lý nước thải lò giết mổ tập trung đạt tiêu chuẩn xả thải ra môi trường theo

QCVN 40:2011/BTNMT cột B đã được đề xuất. Trong đó đặc biệt là giải

pháp kỹ thuật liên quan tới việc xây dựng bộ tài liệu kỹ thuật chi tiết về hướng

dẫn lựa chọn, các tiêu chí lựa chọn, tính toán thiết các hệ thống quản lý chất

thải nói chung và nước thải nói riêng đối với hoạt động giết mổ. Với các kết

quả khảo sát và các thông số được lựa chọn dựa trên các phương pháp nghiên

cứu đáng tin cậy, thì công nghệ MBR khí nâng sử dụng vi sinh vật tại chỗ

hoàn toàn phù hợp để có thể giới thiệu trong bộ tài liệu này. Kết quả nghiên

cứu của Luận án cũng có giá trị tham khảo để xây dựng và ban hành một quy

định hay tiêu chuẩn quốc gia riêng đối với đối tượng nước thải giết mổ.

Kiến nghị

Tuy nhiên, vì thời gian nghiên cứu và nguồn lực nghiên cứu trong

phạm vi luận án tiến sĩ có hạn, nên Luận án chưa thể nghiên cứu ứng dụng

phương pháp này trên quy mô thực tế và ứng dụng nhiều loại lò giết mổ, nước

thải giết mổ khác nhau. Trong tương lai, để hoàn thiện công nghệ này và có

thể đưa ra ứng dụng rộng rãi, tác giả Luận án đề xuất một số nội dung sau:

- Tiếp tục nghiên cứu, khảo sát các chủng vi sinh tại chỗ từ các loại

nước thải giết mổ gia súc, gia cầm khác nhau để có thể nhân rộng phương

150

pháp MBR khí nâng sử dụng bể sinh học hiếu khí được sử dụng các vi sinh

vật tại chỗ cho nhiều loại nước thải giết mổ khác nhau, góp phần vào việc bảo

vệ môi trường tự nhiên từ các hoạt động giết mổ nói chung.

- Tiếp tục nghiên cứu thử nghiệm hệ thống MBR khí nâng có sử dụng

các vi sinh vật tại chỗ ở quy mô lớn hơn, thử nghiệm tại chính các cơ sở giết

mổ hiện có, nhằm hoàn thiện các yêu cầu cũng như quy trình vận hành, đảm

bảo cho công nghệ có thể hoạt động hiệu quả, đáp ứng các yêu cầu về chất

lượng nước sau xử lý và yếu tố kinh tế khi được triển khai trong thực tiễn.

151

TÀI LIỆU THAM KHẢO

Tiếng Việt:

1.

Đào Văn Bảy, Chu Thị Nhàn (2013), "Đánh giá ô nhiễm nước thải làng nghề giết mổ gia súc huyện Việt Yên tỉnh Bắc Giang", VietNam Journal of science and techonology, 51(1), tr. 91-99.

2.

Đỗ Văn Điền (2006), Nghiên cứu ứng dụng công nghệ bùn hạt hiếu khí trong xử lý nước thải giết mổ gia súc, Luận văn kỹ sư, Đại học Nông Lâm thành phố Hồ Chí Minh, Thành phố Hồ Chí Minh.

3.

Vũ Thị Dinh, Phan Thị Thu Nga, Hoàng Trung Doãn, Trần Liên Hà (2018), "Phân lập, tuyển chọn chủng vi khuẩn chịu nhiệt độ cao, thích nghi dải pH rộng, có hoạt tính Cenllulase cao và bước đầu ứng dụng xử lý nước thải nhà máy giấy", Tạp chí khoa học và công nghệ Lâm nghiệp, 1, tr. 3-10.

4.

Nguyễn Phạm Hà (2012), Nghiên cứu các giải pháp công nghệ thân thiện môi trường nhằm nâng cấp chất lượng xử lý nước thải, Đề tài nghiên cứu khoa học cấp Bộ - Cục Bảo vệ môi trường, Bộ Tài nguyên và Môi trường.

5.

Đặng Quang Hà (2020), "Phân lập và tuyển chọn các chủng vi sinh vật có lợi để xử lý nước thải sản xuất cồn" Tạp chí khoa học và công nghệ Đại học Đà Nẵng, 18(5), tr. 64-69.

6.

Nguyễn Hữu Hiệp (2013), Sử dụng vi khuẩn Bacillus subtilis bản địa và vật liệu hấp phụ để xử lý nước thải giết mổ gia súc và chế biến phân hữu cơ, Báo cáo nhiệm vụ khoa học công nghệ, tỉnh Hậu Giang.

7.

Hoàng Văn Huệ và Trần Đức Hạ (2002), Thoát nước - Tập 2: Xử lý nước thải, Nhà Xuất bản Khoa học và Kỹ thuật, Hà Nội.

8.

Hoàng Dương Thu Hương và Trần Thị Hạnh Nhi (2020), "Phân lập, tuyển chọn chủng vi khuẩn phân giải protein và cellulose trong nước rỉ rác ở Thừa Thiên Huế", Tạp chí khoa học Đại học Huế, 15(2), tr. 111- 119.

152

9.

Trần Thị Thu Lan (2018), Nghiên cứu ứng dụng vi sinh vật bản địa để xử lý nước thải trong giết mổ gia súc tập trung, Luận án tiến sĩ, Trường Đại học Bách Khoa Hà Nội.

10. Nguyễn Ngọc Lương (2018), Tài liệu hướng dẫn quản lý chất thải trong cơ sở giết mổ gia súc, Viện Chăn Nuôi - Bộ Nông nghiệp và Phát triển nông thôn, Hà Nội.

11. Cao Thị Ly Ly (2019), Báo cáo thị trường heo năm 2019, Vietnambiz,.

12. Ngô Thị Phương Nam, Phạm Khắc Liệu, Trịnh Thị Giao Chi (2011), "Nghiên cứu xử lý nước thải giết mổ gia súc bằng quá trình sinh học hiểu khí thể bám trên vật liệu Polymer tổng hợp", Tạp chí khoa học Đại học Huế, 48, tr. 125-133.

13. Lê Công Nhất Phương, Lê Thị Cẩm Huyền, Nguyễn Huỳnh Tấn Long (2012), "Xử lý ammonium trong nước thải giết mổ bằng việc sử dụng kết hợp quá trình nitrit hóa một phần/anammox", Tạp chí sinh học, 34(3se), tr. 105-110.

14. Nguyễn Ngọc Sơn (2020), Hoạt động giết mổ gia súc, gia cầm tại Hà Nội Thực trạng và những giải pháp thời gian tới, Sở Nông nghiệp và Phát triển nông thôn Hà Nội.

15. Đoàn Thị Tám, Đỗ Ngọc Anh Huy, Nguyễn Thị Dung, Đỗ Thành Đạt, Nguyễn Thị Mến, Châu Tấn Phát (2020), "Phân lập và định danh vi khuẩn xử lý ammonium từ bùn thải chăn nuôi heo, bùn ao cá tra và bùn ao nuôi tôm", Tạp chí Nông nghiệp và Phát triển nông thôn số 11/2020. 1(6), tr. 100-106.

16. Phạm Thị Hải Thịnh, Phan Đỗ Hùng, Trần Thị Thu Lan (2012), "Xử lý đồng thời hữu cơ và nitơ trong nước thải chăn nuôi lợn bằng phương pháp SBR: ảnh hưởng của chế độ vận hành và tỷ lệ giữa cacbon hữu cơ và nitơ", Tạp chí Khoa học và Công nghệ - Viện Hàn lâm Khoa học và Công nghệ Việt Nam, 50(2B), tr. 143-152.

17. Nguyễn Thị Vân Trang, Nguyễn Hồng Hạnh, Đào Xuân Điệp, Nguyễn Hồng Khánh (2010), "Nghiên cứu khả năng xử lý chất hữu cơ trong nước thải giết mổ gia súc bằng kỹ thuật yếm khí có vách ngăn (ABR)", Tạp chí Công nghiệp, 2, tr. 27-28.

153

18. Đỗ Khắc Uẩn, Ick T Yeom (2012), "Ảnh hưởng của cường độ sục khí đến hiện tượng tắc màng lọc trong hệ thống xử lý nước thải sinh hoạt bằng phương pháp sinh học kết hợp lọc màng", Tạp chí Khoa học Nông nghiệp Việt Nam, 1(10), tr. 182-189.

19. Đào Thị Hồng Vân, Đỗ Phương Khanh, và Nguyễn Văn Hiếu. (2020), "Phân lập và tuyển chọn các chủng vi khuẩn bản địa có khả năng phân hủy mạnh các hợp chất hữu cơ từ nước thải làng nghề nấu rượu Đại Lâm nhằm ứng dụng trong xử lý nước thải", Tạp chí Nông nghiệp và phát triển nông thôn. 4, tr. 13-19.

20. Lê Hoàng Việt, Nguyễn Võ Châu Ngân, Nguyễn Thị Mỹ Phương (2014), "Nghiên cứu xử lý nước thải lò giết mổ bằng phương pháp keo tụ quy mô phòng thí nghiệm và mô hình bể keo tụ tạo bông kết ", Tạp chí Khoa học Trường Đại học Cần Thơ, 34, tr. 108-118.

21. Lê Hoàng Việt, Nguyễn Võ Châu Ngân, Lưu Trọng Tác, Lê Thị Bích Vi (2014), "Đánh giá hiệu quả xử lý nước thải giết mổ gia súc tập trung của đĩa quay sinh học và lồng quay sinh học ", Tạp chí Khoa học Trường Đại học Cần Thơ. 35, tr. 46-53.

Tiếng Anh

scale batch laboratory

22. Akpor O., Momba M., Okonkwo J., và Coetzee M. (2008), Nutrient removal from activated sludge mixed liquor by wastewater protozoa in a International Journal of reactor, Environmental Science & Technology, 5(4), pp, 463-470.

23. Al-Mutairi N. Z. (2009), Aerobic selectors in slaughterhouse activated sludge systems: A preliminary investigation, Bioresource technology. 100(1), pp, 50-58.

24. Al Smadi B. M., Al-Hayek W., và Hajar H. A. A. (2019), Treatment of Amman Slaughterhouse Wastewater by Anaerobic Baffled Reactor, International Journal of Civil Engineering, 17(9), pp, 1445-1454.

25. Alattabi A. W., Harris C. B., Alkhaddar R. M., Ortoneda-Pedrola M., vàAlzeyadi A. T. (2019), An investigation into the effect of MLSS on the effluent quality and sludge settleability in an aerobic-anoxic sequencing batch reactor (AASBR), Journal of Water Process Engineering, 30, pp, 1-7.

154

treatment

26. Aziz A., Basheer F., Sengar A., Irfanullah, Khan S. U., vàFarooqi I. H. (anaerobic-aerobic) (2019), Biological wastewater technologies for safe discharge of treated slaughterhouse and meat processing wastewater, Science of the Total Environment, 686, pp, 681-708.

27. Baddour E. M., Farhoud N., Sharholy M., và Abdel-Magid I. (2016), Biological treatment of poultry slaughterhouses wastewater by using aerobic moving bed biofilm reactor, International Research Journal of Public and Environmental Health, 3(5), pp, 96-106.

28. Bartrolí A., Carrera J., và Pérez J. (2011), Bioaugmentation as a tool for improving the start-up and stability of a pilot-scale partial nitrification biofilm airlift reactor, Bioresource technology, 102(6), pp, 4370-4375.

29. Bin C., Xiaochang W., và Enrang W. (2004), Effects of TMP, MLSS concentration and intermittent membrane permeation on a hybrid submerged MBR fouling, Proceedings of the Water Environment- Membrane Technology Conference, Seoul, Korea.

30. Blazy V., de Guardia A., Benoist J., Daumoin M., Lemasle M., Wolbert D., và Barrington S. (2014), Odorous gaseous emissions as influence by process condition for the forced aeration composting of pig slaughterhouse sludge, Waste management, 34(7), pp, 1125-1138.

31. Bustillo-Lecompte C. và Mehrvar M.

(2017), Slaughterhouse wastewater: treatment, management and resource recovery, Physico- chemical wastewater treatment and resource recovery, IntechOpen, 153-174.

32. Bustillo-Lecompte C., Mehrvar M., và Quiñones-Bolaños E. (2016), Slaughterhouse wastewater characterization and treatment: an economic and public health necessity of the meat processing industry in Ontario, Canada, Journal of Geoscience and Environment Protection,4(4), pp, 175-186.

33. Bustillo-Lecompte C. F. và Mehrvar M. (2015), Slaughterhouse wastewater characteristics, treatment, and management in the meat processing industry: A review on trends and advances, Journal of Environmental Management, 161, pp, 287-302.

155

34. Bustillo-Lecompte C. F. và Mehrvar M. (2017), Treatment of actual slaughterhouse wastewater by combined anaerobic–aerobic processes for biogas generation and removal of organics and nutrients: An optimization study towards a cleaner production in the meat processing industry, Journal of cleaner production, 141, pp, 278-289.

35. Bustillo-Lecompte C. F., Mehrvar M., và Quiñones-Bolaños E. (2014), Cost-effectiveness analysis of TOC removal from slaughterhouse wastewater using combined anaerobic-aerobic and UV/H2O2 processes, Journal of Environmental Management, 134, pp, 145-52.

removal systems sludge

36. Carvalho P. N., Pirra A., Basto M. C. P., vàAlmeida C. M. R. (2013), efficiency of veterinary from slaughterhouse wastewater, Environmental

Activated pharmaceuticals Science and Pollution Research, 20(12), pp, 8790-8800.

37. Chang I.-S. và Kim S.-N. (2005), Wastewater treatment using filtration-effect of biosolids concentration on cake

membrane resistance, Journal of Process Biochemistry 40(3-4), pp, 1307-1314.

38. Chang I.-S., Le Clech P., Jefferson B., và Judd S. (2002), Membrane fouling in membrane bioreactors for wastewater treatment, Journal of environmental engineering. 128(11), pp, 1018-1029.

39. Damayanti A., Ujang Z., Salim M. R., và Olsson G. (2011), The effect of mixed liquor suspended solids (MLSS) on biofouling in a hybrid membrane bioreactor for the treatment of high concentration organic wastewater, Water Science and Technology, 63(8), pp, 1701-1706.

to

40. Debik E. và Coskun T. (2009), Use of the Static Granular Bed Reactor treat poultry slaughterhouse (SGBR) with anaerobic sludge wastewater and kinetic modeling, Bioresour Technology, 100(11), pp, 2777-2782.

41. Diez V., Iglesias A., Cámara J. M., Ruiz M. O., và Ramos C. (2018), A novel anaerobic filter membrane bioreactor: prototype start-up and filtration assays, Water Science and Technology, 78(9), pp, 1833-1842.

42. Dolejs P., Ozcan O., Bair R., Ariunbaatar J., Bartacek J., Lens P. N., và Yeh D. H. (2017), Effect of psychrophilic temperature shocks on a gas- lift anaerobic membrane bioreactor (Gl-AnMBR) treating synthetic

156

domestic wastewater, Journal of water process engineering, 16, pp, 108-114.

43. Ersahin M. E., Gimenez J. B., Ozgun H., Tao Y., Spanjers H., và Van Lier J. B. (2016), Gas-lift anaerobic dynamic membrane bioreactors for high strength synthetic wastewater treatment: effect of biogas sparging velocity and HRT on treatment performance, Chemical Engineering Journal, 305, pp, 46-53.

44. Federation W. E. (1992), Design of municipal wastewater treatment

plants, Vol. 76, McGraw-Hill Education.

45. Ferreira A., Marques P., Ribeiro B., Assemany P., de Mendonça H. V., Barata A., Oliveira A. C., Reis A., Pinheiro H. M., và Gouveia L. (2018), Combining biotechnology with circular bioeconomy: from poultry, swine, cattle, brewery, dairy and urban wastewaters to biohydrogen, Environmental research. 164, pp, 32-38.

46. Fia R., Pereira E. L., Fia F. R., Emboaba D. G., vàGomes E. M. (2015), Start-up of anaerobic reactors for slaughterhouse wastewater treatment, Engenharia Agrícola, 35(2), pp, 331-339.

47. Futselaar H., Borgerink R., Schonewille H., và Rosberg R. (2009), AirLift MBR for municipal wastewater treatment: out of the box performance, Desalination and Water Treatment, 5(1-3), pp, 54-58.

48. Futselaar H., Schonewille H., de Vente D., và Broens L. (2007), NORIT AirLift MBR: side-stream system for municipal waste water treatment, Desalination, 204(1-3), pp, 1-7.

49. Ge H., Batstone D. J., vàKeller J. (2013), Operating aerobic wastewater treatment at very short sludge ages enables treatment and energy recovery through anaerobic sludge digestion, Water research, 47(17), pp, 6546-6557.

50. Gerardi M. H. (2002), Settleability problems and loss of solids in the

activated sludge process, Wiley Online Library.

51. Gerardi M. H. (2003), Nitrification and denitrification in the activated

sludge process, John Wiley & Sons.

157

52. Germain E., Stephenson T., và Pearce P.

(2005), Biomass characteristics and membrane aeration: toward a better understanding of membrane fouling in submerged membrane bioreactors (MBRs), Biotechnol Bioeng, 90(3), pp, 316-322.

53. Giesen A. và Thompson A. (2013), Aerobic granular biomass for cost- effective, energy efficient and sustainable wastewater treatment, 7th European Waste Water Management Conference.

54.

group W. b. (2007), Environmental, health and safety guidelines for meat processing, General EHS Guidelines: Environmental Wastewater and Ambient Water Quality.

55. Hamza D., Mohammed A., vàIbrahim S. (2009), Kinetics of biological reduction of chemical oxygen demand from petroleum refinery wastewater, Researcher, 1(2), pp, 17-23.

56. Harris P. W. và McCabe B. K. (2015), Review of pre-treatments used in anaerobic digestion and their potential application in high-fat cattle slaughterhouse wastewater, Applied Energy. 155, pp, 560-575.

57. Herrero M. và Stuckey D. (2015), Bioaugmentation and its application

in wastewater treatment: a review, Chemosphere, 140, pp, 119-128.

58. Hong P., Wu X., Shu Y., Wang C., Tian C., Wu H., và Xiao B. (2020), Bioaugmentation treatment of nitrogen-rich wastewater with a denitrifier with biofilm-formation and nitrogen-removal capacities in a sequencing batch biofilm reactor, Bioresource technology, 303, pp, 122905.

59. Keskes S., Hmaied F., Gannoun H., Bouallagui H., Godon J. J., và Hamdi M. (2012), Performance of a submerged membrane bioreactor for the aerobic treatment of abattoir wastewater, Bioresour Technology. 103(1), pp, 28-34.

and

60. Khanichaidecha W., Nakaruk A., Ratananikom K., Eamrat R., và aerobic (2019), Heterotrophic nitrification Kazama F. denitrification using pure-culture bacteria for wastewater treatment, Journal of Water Reuse and Desalination, 9(1), pp, 10-17.

158

61. Kijjanapanich P., Do A. T., Annachhatre A. P., Esposito G., Yeh D. H., và Lens P. N. (2014), Biological sulfate removal from construction and demolition debris leachate: effect of bioreactor configuration, Journal of Hazardous Materials, 269, pp, 38-44.

biodegradation

62. Kundu P., Debsarkar A., và Mukherjee S. (2013), Treatment of slaughter house wastewater in a sequencing batch reactor: performance kinetics, BioMed Research and evaluation International, 2013, pp, 1-11.

63. Le-Clech P., Chen V., và Fane T. A. (2006), Fouling in membrane bioreactors used in wastewater treatment, Journal of membrane science. 284(1-2), pp, 17-53.

64. Lengeler J. W., Drews G., và Schlegel H. G. (1999), Biology of the

Prokaryotes, Georg Thieme Verlag.

65. Li B. và Irvin S. (2007), The roles of nitrogen dissimilation and assimilation in biological nitrogen removal treating low, mid, and high strength wastewater, Journal of Environmental Engineering and Science, 6(5), pp, 483-490.

through nitrate removal

66. Li W., Wang Y., Fu L., Gao Y., Zhao H., và Zhou W. (2017), Aerobic- reduction and heterotrophic nitrogen ammonium assimilation by marine bacterium Vibrio sp. Y1-5, Bioresource technology, 230, pp, 103-111.

67. Li W., Jia M.-X., Deng J., Wang J.-H., Lin Q.-L., Liu C., Wang S.-S., Tang J.-X., Zeng X.-X., vàMa L. (2018), Isolation, genetic identification and degradation characteristics of COD-degrading bacterial strain in slaughter wastewater, Saudi journal of biological sciences, 25(8), pp, 1800-1805.

68. Liu Y., Kang X., Li X., và Yuan Y. (2015), Performance of aerobic granular sludge in a sequencing batch bioreactor for slaughterhouse wastewater treatment, Journal of Bioresource technology, 190, pp, 487-491.

69. Ma F., Guo J.-b., Zhao L.-j., Chang C.-c., và Cui D. (2009), Application of bioaugmentation to improve the activated sludge system

159

into the contact oxidation system treating petrochemical wastewater, Bioresource technology, 100(2), pp, 597-602.

70. Martinez S. L., Torretta V., Minguela J. V., Siñeriz F., Raboni M., Copelli S., Rada E. C., vàRagazzi M. (2014), Treatment of slaughterhouse wastewaters using anaerobic filters, Environmental technology, 35(3), pp, 322-332.

71. Meng F., Chae S. R., Drews A., Kraume M., Shin H. S., và Yang F. (2009), Recent advances in membrane bioreactors (MBRs): membrane fouling and membrane material, Water Research, 43(6), pp, 1489- 1512.

72. Metcalf và Eddy I. (1979), Wastewater engineering: treatment,

disposal, reuse, Tata McGraw-Hill.

73. Michalska J., Piński A., Żur J., vàMrozik A. (2020), Selecting Bacteria Candidates for the Bioaugmentation of Activated Sludge to Improve the Aerobic Treatment of Landfill Leachate, Water, 12(1), pp, 1-26.

74. Mittal G. S. (2004), Characterization of the effluent wastewater from abattoirs for land application, Food Reviews International, 20(3), pp, 229-256.

75. Musa M. A., Idrus S., Hasfalina C. M., và Daud N. N. N. (2018), Effect of organic loading rate on anaerobic digestion performance of mesophilic (UASB) reactor using cattle slaughterhouse wastewater as substrate, International journal of environmental research and public health, 15(10), pp, 1-19.

76. Myra T., David H., Judith T., Marina Y., Ricky B. J., và Reynaldo E. (2015), Biological treatment of meat processing wastewater using anaerobic sequencing batch reactor (ASBR), International Research Journal of Biological Sciences, 4(3), pp, 66-75.

77. Nzila A., Razzak S. A., và Zhu J. (2016), Bioaugmentation: An emerging strategy of industrial wastewater treatment for reuse and discharge, International journal of environmental research and public health. 13(9), pp, 1-20.

160

78. Pan J. R., Su Y.-C., Huang C., và Lee H.-C. (2010), Effect of sludge characteristics on membrane fouling in membrane bioreactors, Journal of membrane Science, 349(1-2), pp, 287-294.

79. Prieto A. L., Futselaar H., Lens P. N., Bair R., và Yeh D. H. (2013), Development and start up of a gas-lift anaerobic membrane bioreactor (Gl-AnMBR) for conversion of sewage to energy, water and nutrients, Journal of membrane science, 441, pp, 158-167.

80. Schwarz A. O., Rittmann B. E., Crawford G. V., Klein A. M., và Daigger G. T. (2006), Critical review on the effects of mixed liquor suspended solids on membrane bioreactor operation, Separation Science and Technology, 41(7), pp, 1489-1511.

81. Shin J.-H., Lee S.-M., Jung J.-y., Chung Y.-C., và A Noh S. (2005), Enhanced COD and nitrogen removals for the treatment of swine wastewater by combining submerged membrane bioreactor (MBR) and anaerobic upflow bed filter (AUBF) reactor, Process Biochemistry, 40, pp, 3769-3776.

82. Sofia A., Ng W., và Ong S. (2004), Engineering design approaches for minimum fouling in submerged MBR, Desalination, 160(1), pp, 67- 74.

83. Sombatsompop K., Songpim A., Reabroi S., và Inkong-ngam P. (2011), A comparative study of sequencing batch reactor and movingbed sequencing batch reactor for piggery wastewater treatment, Maejo International Journal of Science and Technology, 5(2), pp, 191-203.

84. Subashini L. (2016), Waste water treatment using probiotics, Journal of

Chemical and Pharmaceutical Sciences, 9, pp, E226-E228.

85. Tritt W. và Schuchardt F. (1992), Materials flow and possibilities of treating liquid and solid wastes from slaughterhouses in Germany. A review, Bioresource Technology, 41(3), pp, 235-245.

86. Tritt W. P., Kang H., Tritt W. P., và Kang H. (2017), Slaughterhouse wastewater treatment in a bamboo ring anaerobic fixed-bed reactor, Environmental Engineering Research, 23(1), pp, 70-75.

161

87. Valta K., Kosanovic T., Malamis D., Moustakas K., và Loizidou M. (2015), Overview of water usage and wastewater management in the food and beverage industry, Desalination and Water Treatment, 53(12), pp, 3335-3347.

88. Von Sperling M. (2007), Activated sludge and aerobic biofilm reactors,

IWA publishing.

89. Wang S., Chen M., Zheng K., Wan C., và Li J. (2020), Promising carbon utilization for nitrogen recovery in low strength wastewater treatment: Ammonia nitrogen assimilation, protein production and microbial community structure, Science of the Total Environment, 710, pp, 1-11.

90. Wilf M. và Awerbuch L. (2007), The guidebook to membrane desalination technology: reverse osmosis, nanofiltration and hybrid systems: process, design, applications and economics, Balaban Desalination Publications.

91. Yang Y., Xie L., Tao X., Hu K., và Huang S. (2017), Municipal wastewater treatment by the bioaugmentation of Bacillus sp. K5 within a sequencing batch reactor, PloS one, 12(6), pp, 1-15.

162

DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH CÔNG BỐ CỦA TÁC GIẢ LIÊN

QUAN ĐẾN LUẬN ÁN

1. Hoàng Thị Vui, Nguyễn Thị Thắm, Bùi Thị Việt Hà, Huỳnh Thị Lan

Hương, Đỗ Tiến Anh, Phạm Hải Bằng (2015) “Xử lý kỵ khí chất thải tạo khí

Hydro”, Tạp chí Tài nguyên và Môi trường (ISSN 1859 - 1477), số 22 (228),

tháng 11/2015, trang 18 - 21.

2. Do Tien Anh, Huynh Thi Lan Huong, Pham Hai Bang (2017), “Application

of airlift membrane bioreactor for slaughterhouse wastewater treatment:

20m3/day pilot study in Ha Noi, Viet Nam”, Journal of Climate Change

Science (ISSN 2525 - 2496), số 3, tháng 9/2017, trang 90 - 96.

3. Tien Nhien Vu, Quang Dung Bach, Hai Bang Pham, Tien Anh Do, and Quang

Trung Do (2017), “The Performance of a Gaslift MBR for Slaughterhouse

Wastewater Treatment in 1 m3/day Scale”, Modern Environmental Science and

Engineering (ISSN 2333 - 2581), tháng 5/2017, tập 3, số 5, trang 349 - 354.

4. Phạm Hải Bằng, Nguyễn Kiên (2018), “Ứng dụng công nghệ bể sinh học

kết hợp màng khí nâng để xử lý ô nhiễm nước thải giết mổ từ các lò giết mổ

lợn tập trung quy mô phòng thí nghiệm”, Tạp chí Môi trường (ISSN 1859-

042X), số Chuyên đề III, tháng 9/2018, trang 27 - 30.

5. Nguyễn Đức Toàn, Phạm Hải Bằng, Đỗ Tiến Anh, Bạch Quang Dũng

(2020), “Nghiên cứu xử lý nước thải giết mổ lợn tập trung có bổ sung chế

phẩm vi sinh BIOL, quy mô phòng thí nghiệm”, Tạp chí Khoa học Biến đổi

khí hậu (ISSN 2525 - 2496), số 14, tháng 6/2020, trang 84 - 91.

163

PHỤ LỤC

Bàng 1 Kết quả nghiên cứu 1 (Theo COD)

COD (vào) COD ra VSVTT COD ra VSVTT Hiệu suất VSVTT Hiệu suất VSVTC

Thời gian (ngày 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 1.520 1.524 1.520 1.517 1.513 1.509 1.480 1.440 1.380 1.361 129 99 114 91 80 68 88 70 60 56 56 59 70 74 79 80 79 80 80 85 92 93 93 94 95 95 94 95 96 96 690 680 520 475 310 306 312 321 266 206

164

Bảng 2 Kết quả nghiên cứu 1 (Theo TN)

Thời gian TN vào TN ra VSVTT TN ra VSVTC

NH4- N vào NH4-N ra VSVTT NH4-N ra VSVTC NO2-N ra VSVTT NO2-N ra VSVTC NO3-N ra VSVTT NO3-N ra VSVTC

Hiệu suất TN VSVTT Hiệu suất TN VSVTC

162 136,4 37,1 16 77 14,8 33,5 26,3 0 0 0 0 1

152 136 26,3 11 83 48 16,3 18 0,1 0 0 0 2

160 127,3 31,5 20 80 71 17,5 22 0 0,1 0,1 0 3

169 134,3 21,6 21 87 84 18,4 12,5 0,1 1,7 0 0 4

178 135,3 22,1 24 88 78 20,5 12,4 1,4 2 1,9 0,8 5

165 125,5 37,1 24 78 18,2 77,6 8 2,8 6,5 1,8 16,5 6

169 129,4 38,9 23 77 80 23 2,1 1,9 8,5 3,4 19,4 7

178 124,8 56,8 30 68 79 23,9 6 2,8 16,4 1,3 29,5 8

175 122,6 64,5 30 63 68 22 6,5 2,5 17,6 2,9 34,6 9

68,1 36 60 4 3,2 11,5 3,2 47,7 10 171 109,3 24,5 73,9

165

Bảng 3 Kết quả nghiên cứu 1 (MLSS)

Thời gian MLSS VSVTT MLSS VSVTC SVI VSVTT SVI VSVTC Hiệu suất COD Hiệu suất TN

317,50 1.032,00 230,50 117,50 92,00 76,00 1

571,00 1.727,50 184,00 80,00 93,00 81,00 2

939,50 2.182,50 176,50 77,00 93,00 84,00 3

1.049,50 2.525,50 192,00 76,50 94,00 86,00 4

1.289,00 2.778,00 172,50 67,50 95,00 88,00 5

1.524,50 2.944,50 182,00 48,00 95,00 76,00 6

1.629,00 3.070,50 162,50 48,00 94,00 79,00 7

1.738,00 3.146,50 149,50 45,00 95,00 66,00 8

1.863,50 3.147,50 137,50 48,00 96,00 63,00 9

10 1.956,00 3.152,00 139,00 42,50 96,00 57,00

166

Bảng 4 Kết quả nghiên cứu 2

Hiệu Hiệu Hiệu Hiệu Thời COD COD NH4-N NO2-N NO3-N TN TN suất suất suất suất gian VSVTT VSVTC VSVTC VSVTC VSVTC VSVTT VSVTC COD COD TN TN (giờ) VSVTT VSVTC VSVTT VSVTC

829 809 14,5 0 89 86 0 0 0,00 0 0 0

697 410 12,5 1,2 73 45 15,92 49 17,98 48 0 2

474 282 7,8 2,3 69 22 42,82 65 22,00 74 0 4

419 159 6,2 1,1 65 18 49,46 80 27,00 79 0 6

351 98 3,5 1,2 59 15 57,66 88 34,00 83 0 8

345 60 2,4 2,7 62 15 58,38 93 30,00 83 0 10

322 58 1 1,7 58 15 61,16 93 35,00 83 0 12

167

Bảng 5 Kết quả nghiên cứu 3

MLSS Hiệu suất COD NH4-N ra NO2-N ra NO3-N ra Thời gian (ngày) Hiệu suất TN

74 1 1.490 97,5 4,4 7 32

74,3 2 1.550 97,7 4 1,2 36

69,7 3 1.614 97,6 2,7 5 38

73,9 4 1.680 97,6 2 3,2 34

73,7 5 1.470 96,1 6 6,7 30,5

73,6 6 1.590 96,8 2,6 9 33

73,1 7 1.440 96,9 2,8 8,4 31

73,4 8 1.380 96,9 3 8,7 32,7

73,8 9 1.385 96,7 2,4 9,2 33

80,9 10 932 95,6 5,5 5,7 22

85,1 11 995 95,5 3,7 9 12

81,9 12 850 94,1 4 9,1 16

83,7 13 870 93,9 3,4 8,1 15,4

82,4 14 980 93,5 2 4 23

81,4 15 880 94,4 6 4,1 21

82,5 16 850 93,8 5 4,9 16,3

84,5 17 870 93,6 4,7 4,2 14,7

78,6 18 860 94,9 7 5 21

79,1 19 871 94,1 10,7 7,4 18,5

80,1 20 878 94,1 10 7 18

82,8 21 910 94,5 4 8,1 15

168

MLSS Hiệu suất COD NH4-N ra NO2-N ra NO3-N ra Thời gian (ngày) Hiệu suất TN

22 950 94,1 85,2 2 3 17

23 930 95,5 85,9 6 4,6 12

24 890 94,8 86,8 3 3 15

25 850 89,7 73,7 26,3 6 15

26 787 90,4 73,9 18,5 7,2 20

27 790 89 71,8 15,3 7 28,8

28 795 89,2 74,1 15 6,4 27

29 781 89,2 72,4 15,9 7,2 28

30 799 87,5 69,4 18 10,5 26

169

Bảng 6 Kết quả nghiên cứu 4

COD vào COD ra TN vào TN ra NH4- N vào NH4- N ra NO3- N vào NO2- N ra

Thời gian (ngày) Tải lượng COD Tải lượng TN Hiệu suất COD Hiệu suất TN

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 1.215,00 1.119,00 1.416,00 1.221,00 1.445,50 1.517,50 1.536,00 1.555,00 1.572,00 1.544,00 1.440,50 1.492,50 1.408,50 1.492,00 1.457,50 1.454,00 1.482,00 1.505,00 41,00 35,00 36,00 39,00 65,00 48,00 68,00 70,00 75,00 69,00 57,00 61,00 73,00 94,00 94,00 89,00 87,00 90,00 1,41 1,28 1,64 1,40 1,67 1,75 2,20 2,25 2,27 2,22 2,09 2,15 2,03 2,15 2,10 2,10 2,14 2,16 96,60 96,90 97,50 96,80 95,50 96,80 95,60 95,50 95,20 95,50 96,10 95,90 94,80 93,70 93,50 93,90 94,10 94,00 167,00 23,40 160,00 21,20 151,00 25,70 150,00 19,20 164,00 23,20 169,00 24,60 174,00 28,20 168,00 29,30 171,00 28,80 176,00 28,00 180,00 31,60 161,00 27,50 166,00 30,70 161,00 31,10 165,00 33,00 167,00 32,40 163,00 31,60 168,00 34,90 0,19 0,15 0,14 0,14 0,16 0,16 0,21 0,20 0,21 0,21 0,22 0,19 0,20 0,19 0,20 0,20 0,20 0,20 86,00 86,80 83,00 87,20 85,90 85,40 83,80 82,60 83,20 84,10 82,40 82,90 81,50 80,70 80,00 80,60 80,60 79,20 22,3 10,2 15,8 15,5 18,6 16,6 15,6 16,3 14,2 16 16,1 15,7 14,9 14,3 16 15,2 16,7 14,5 4,7 4,4 2,4 2,5 5,5 2,3 11,1 11,9 10,1 11,8 12,6 9,9 13 16,4 11,6 11,5 11,8 13,1 11,8 15,4 17,8 14,5 11,1 13,6 12,3 10,8 12,4 12 13,5 12,9 8,6 6,6 16,7 16,2 16,1 17,3 6,6 1,4 5,5 3,6 6,9 8,6 5,9 6,6 6,7 5,4 6,8 5,2 9,7 9,6 4,7 4,9 3,5 4,9

170

COD vào COD ra TN vào TN ra NH4- N vào NH4- N ra NO3- N vào NO2- N ra

Thời gian (ngày) Tải lượng COD Tải lượng TN Hiệu suất COD Hiệu suất TN

19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34 35 36 37 84,00 1.440,50 89,00 1.415,00 85,00 1.512,50 84,00 1.470,50 73,00 1.522,50 75,00 1.526,00 74,00 1.403,50 71,00 1.482,00 68,00 1.541,50 60,00 1.558,50 62,00 1.517,00 67,00 1.527,00 90,00 1.522,00 75,00 1.663,50 71,00 1.572,00 1.542,00 80,00 1.598,50 165,00 1.620,50 155,00 1.523,00 190,00 2,07 2,03 2,17 2,12 2,92 2,94 2,69 2,84 2,96 3,00 2,91 2,93 2,92 3,19 3,01 2,96 3,84 3,89 3,65 94,20 93,70 94,40 94,30 95,20 95,10 94,70 95,20 95,60 96,20 95,90 95,60 94,10 95,50 95,50 94,80 89,70 90,40 87,50 167,00 29,10 152,00 25,40 157,00 26,60 164,00 26,80 154,00 33,00 175,00 36,60 158,00 27,10 162,00 29,00 159,00 28,50 164,00 27,70 161,00 28,20 158,00 28,60 149,00 22,00 160,00 22,60 158,00 22,00 159,00 21,00 180,00 37,30 175,00 43,50 181,00 47,50 0,20 0,18 0,19 0,20 0,25 0,28 0,25 0,26 0,25 0,26 0,26 0,25 0,24 0,26 0,25 0,25 0,36 0,35 0,36 82,60 83,30 83,10 83,70 78,60 79,10 82,80 82,10 82,10 83,10 82,50 81,90 85,20 85,90 86,10 86,80 79,30 75,10 73,80 18,7 11,4 12,6 15,8 10,6 10,4 20,6 22,6 21,8 20,2 22,1 19,7 15,9 24,5 23,9 15,6 19,7 17,6 24,3 15,9 4,9 5,5 5,8 6,6 9,9 4,3 4,8 4,6 3,5 4,3 4,9 2,1 5,7 6,2 3,2 16,2 28,3 31,2 9,7 16,2 16,9 16,2 20,5 18,3 14,8 15,9 15,4 16,1 15,9 16,4 16,5 12,2 11,8 14,6 14,8 12,5 9,6 4,1 3,9 5,1 5,8 4,6 7,2 7,9 8,5 8,8 7,7 8,2 7,7 3,2 4,8 4,3 3,1 5,9 3,3 6,6

171

COD vào COD ra TN vào TN ra NH4- N vào NH4- N ra NO3- N vào NO2- N ra

Thời gian (ngày) Tải lượng COD Hiệu suất COD Tải lượng TN Hiệu suất TN

38 39 40 1.477,50 180,00 1.493,00 179,00 1.582,00 240,00 3,55 3,58 3,79 87,80 88,00 84,80 0,37 0,36 0,36 74,80 74,50 69,90 25,2 24,2 22,6 31,3 30,4 37,6 8,2 8,4 9,6 6,9 7,3 5,3

183,00 46,10 179,00 45,60 178,00 53,50

Bảng 7 Kết quả nghiên cứu 5

Thời gian (ngày) Năng suất lọc (L/m2/giờ) MLSS = 1.500 COD ra MLSS = 1.500

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 Năng suất lọc (L/m2/giờ) MLSS = 4.000-6.000 19,5 19 19,1 18,4 19,2 18,1 18 18 18 18,4 17,8 Áp suất vận chuyển (bar) 1 1,05 1 1 1 0,95 1,1 1,15 1,1 1,2 1,23 Áp suất vận chuyển (bar) 1 1,05 1 1 1 1 1,01 0,95 0,96 1 1 Hiệu suất COD ra MLSS = 4.000-6.000 85 87 92 89 91 91 89 92 92 92 91 Hiệu suất COD ra MLSS = 1.500 91 93 91 91 92 92 94 94 94 95 95 Hiệu suất TN ra MLSS = 4.000-6.000 60 57 58 58 57 58 60 61 62 61 61 80 84 80 80 84 83 81 84 83 84 83 38 38,2 38,4 38 36 36,8 36,7 37,2 37 37 37

172

Thời gian (ngày) Năng suất lọc (L/m2/giờ) MLSS = 1.500 COD ra MLSS = 1.500

12 13 14 15 16 17 18 19 20 Năng suất lọc (L/m2/giờ) MLSS = 4.000-6.000 18,3 18 18,2 18 18,3 17,9 18 17,5 18,1 Áp suất vận chuyển (bar) 1,26 1,26 1,26 1,31 1,3 1,32 1,32 1,3 1,3 36,6 37 37,1 37,1 36,6 36,7 37 37 37 Hiệu suất COD ra MLSS = 4.000-6.000 89 85 91 92 91 92 90 87 91 Hiệu suất COD ra MLSS = 1.500 95 94 95 94 93 95 95 94 95 Hiệu suất TN ra MLSS = 4.000-6.000 63 60 64 61 63 63 64 64 63 82 82 84 84 83 83 82 83 84 Áp suất vận chuyển (bar) 1 1,04 1 0,95 1 0,97 1 1,05 1

Bảng 8 Kết quả nghiên cứu 6

Năng suất lọc (L/m2/giờ) Áp suất vận

chuyển (bar) 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,5

0 0 0 0 0 1,95 5 0

16,05 17,25 18,2 27,9 28,2 34,5 60 0,2

17,25 21 24,2 39 37,5 40,6 89,2 0,3

23,9 28,2 32,7 45,75 57,5 60,75 97,3 0,5

173

Năng suất lọc (L/m2/giờ) Áp suất vận

chuyển (bar) 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,5

0,8 37,7 45,6 51,2 67,7 73,75 76,1 97,8

1,2 47,9 49,05 60,15 75,75 82,7 83,55 99,2

1,5 48,7 50,25 61,7 76,7 85,05 86,05 99,7

1,8 50,7 52,25 62,95 78,4 86,15 86,95 100,05

174

Bảng 9 Kết quả nghiên cứu 7a

Lưu lượng sục khí Áp suất vận chuyển (bar)

(L/phút) 0,8 1,2 0,5

0 14.2 16.2 11.1

0.2 54.4 56.2 37.5

0.3 55 56.5 37.8

0.5 55.1 56.5 37.8

0.7 55 56 37.1

0.9 55.1 56 36.4

1 55.1 50 36

1.2 55.1 50 35.8

1.5 55.1 48 35

Bảng 9 Kết quả nghiên cứu 7b

Năng suất lọc Vận tốc nước trong

(L/m2/giờ) ống màng (m/giây)

0,4 34,6

0,6 45,5

0,8 56,4

1 57,4

1,2 58

175

Bảng 9 Kết quả nghiên cứu 7c (COD)

Thời gian COD vào COD ra Hiệu suất Tải lượng (ngày)

120 97,5 1 1.565,5 3,01

105 97,7 2 1.696 3,25

97,6 1.336,5 127,5 3 2,57

77,5 96,1 4 1.512 2,9

43 96,8 5 1.553,5 2,97

95,6 1.445,5 114,5 6 2,76

61 95,5 7 1.420 2,72

88 94,1 8 1.427,5 2,74

123 94,1 9 1.442,5 2,77

50,5 93,5 10 1.407 2,69

119 94,4 11 1.437 2,75

84,5 93,7 12 1.610 3,08

110 94,9 13 1.694,5 3,25

109 94,1 15 1.657,5 3,18

108,5 94,5 16 1.649 3,16

101,5 94,1 17 1.678,5 3,22

99 95,5 18 1.476 2,83

94 94,8 19 1.575 3,02

79,5 89,7 20 1.625 3,11

97,5 90,4 21 1.620,5 3,1

83,5 89 22 1.522,5 2,92

82 84,8 23 1.504,5 2,88

90 94 24 1.500,5 2,88

176

Thời gian COD vào COD ra Hiệu suất Tải lượng (ngày)

25 1.509,5 85,5 94 2,89

26 1.495 74,5 95 2,88

27 1.494 71 95 2,86

28 1.478 114 93 2,85

29 1.481 109 92 2,85

30 1.478 108,5 92 2,84