Công nghệ sinh học xử lý ammonium bằng phương pháp Nasl

Công nghệ sinh học xử lý ammonium bằng phương pháp Nasl

Công nghệ sinh học xử lý ammonium bằng phương pháp NASL

1.2Mục tiêu của để tài cành 2

1.3Nội dung nghiên CỨU -c+5< 5+ n*néhhehhhnhhhthhHhrrtrrrrdrrre 2

1.4Phương pháp nghiên tu .-. - sen 2

1.5 Giới hạn của để tài -cẶ thi 3

CHƯƠNG 2: TỔNG QUAN TÀI LIỆU . -<-sss< 4

2.1 Cơ sở lý thuyết về nitơ và các hợp chất nitd .- - 4

2.1.1 Sơ lược về các hợp chất nitơ trong tự nhiên . - 4

2.1.2 Tính chất của các hợp chất nit ccsc+steierreriterrre 7

2.2 Tổng quan về các phương pháp xử lý ammonium trong nước thải 8

2.2.2.2 Quá trình khử nitrate hóa (Denitrification) -. -«+++eneeerre 19 2.2.2.3 Qua trinh ANAMMOX (Anaerobic ammonium Oxidation) 23 2.2.2.4 Quá trinh SHARON (Single reactor for High activity

Ammonium Removal Over Ntrite) .cccccccccccseseeeeeceeeaeeenseeesececersneeeeseees 32

2.2.2.5 Qua trinh CANON (Completely Autotrophic Nitrogen removal

2.2.2.6 Một số công trình sinh học khử nitƠ - -5-c+c+cseseret 35 2.3 Tổng quan về nước rỈ rác . - - - +x+x+xtxtttttrtrrrtreirrrirrrrrrrrrrre 38

SVTH: Trần Tố Ngân

Cong nghệ sinh học xử lý ammonium bằng phương pháp ÑNASL

2.3.1 Đặc điểm chung của nưỚc TỶ rác -++++xsetettereererrerrrrrrrrrid 38

2.3.2 Các yếu tố ảnh hưởng đến nước rỈ rác . - -++c+trererere 40

2.3.3 Các phương pháp xử lý nước rỈ rấc .-. -eerreteereerrrrrtr 43 2.3.4 Giới thiệu về bãi rác Đông Thạnh .- - >> senhehhneeerree 45

CHƯƠNG 3: MÔ HÌNH VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 51

3.1 Mô hình nghiÊn CỨU . - 2-5 +33 HH tr ri nh tt 51

3.1.2 Vật liệu trong mô hình - - - + 5< + +9 nhe ti tr 52

3.1.3 Hoạt động của mô hình . - + + +39 tr 52 3.2 Phương pháp phân tích - . -+s sen 53

CHƯƠNG 4: CÁC KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ NHẬN XÉT 64 4.1 HIỆU QUÁ XỬ LÝ AMMONIUM -5-552S5c‡cesrserrrrrrerrre 64

4.2 HIỆU SUẤT CỦA CÁC QUÁ TRÌNH TRONG MÔ HÌNH 69 4.3 MỐI QUAN HỆ GIỮA HIỆU SUAT VA pH -+: 71

4.4 HAM LUGNG SS TRONG QUÁ TRÌNH ANAMMOX 75

CHƯƠNG 5: KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ, -s-s<e° 77

TÀI LIỆU THAM KHẢO . .s°- 55-52 5e°°sseeesetsstrstsssssrseersree 78

PHỤ LỤC

MA TO Mt

Công nghệ sinh học xử lý ammonium bằng phương pháp NASL_

DANH SÁCH CÁC TỪ VIẾT TẮT

Anammox (Anaerobic Ammonium Oxidation): Oxy hoá kị khí Amonium

AOB (Ammonium Oxidizing Bacteria): Vi khuẩn oxy hoá Amonium

BCL: Bãi Chôn Lấp

BOD (Biochemical Oxygen Demand): Nhu cầu oxy sinh hoá

COD (Chemical Oxygen Demand): Nhu cau oxy hod hoc

CTR: Chat Thai Ran

DO (Disolved Oxygen): Lugng oxy hoa tan

FA (Free Ammonium)

FNE (Tree Nitrous Acid)

NASL (Nitrification - Anammox from Sludge of Leachate): Qua trinh nitrate

hóa kết hợp véi qua trinh Anammox ti bin rac

N/DN (Nitrification/Denitrification)

NOB (Nitrite Oxidizing Bacteria): Vi khuan oxy hoá Nitrit

SBR (Sequencing Batch Reactor): Bé phan ting ting mé ké tiép nhau

SNBR (Shortcut Biological Nitrogen Removal): Qué trinh loai N theo đường tat SRT (Sludge Retention Time): Théi gian lưu bùn

RBC (Rotating Biological Contactors): Dia quay sinh hoc |

TCVN: Tiêu chuẩn Việt Nam

TKN (Total Kjelndahl Nitrogen): Tổng nitơ

UASB (Up-flow Anaerobic Sludge Blanket): Bể chảy ngược bùn yếm khí

MEME SRE AE ⁄ t4, 110/00/4001 ( APN AOE OALDLGA SI SECA EAR SE, SEIS A

Công nghệ sinh học xử lý ammonium bằng phương pháp NASL

DANH SÁCH CÁC BẰNG

Trang

Bang 1 : Mối quan hệ giữa nhiệt độ và tốc độ sinh trưởng riêng cực đại 14 Bảng 2: Loài Nitrobacter bị ức chế trong khoảng nồng độ ammonium và

NO; theo pH, ở nhiệt độ 20C . - - 5 cS+ SE 2132221 16

Bảng 3: Các hợp chất hữu cơ gây ức chế quá trình nitrate hóa trong nước thải 17

Bảng 4: Đặc điểm của giống vi khuẩn tham gia quá trình nitrate hoá 18

Bảng 5: Đặc điểm vi sinh vật tham gia quá trình khử nitrat 23

Bảng 6: Một số đặc trưng sinh lý của vi khuẩn và phản ứng anammox 31 Bảng 7: Thành phần nước rác . ¿5-5-5 S++*£#treretrrrrrrrrrrrrrrrrrre 39 Bảng §: Tính chất nước rò rĩ bãi rác Đông Thạnh theo mùa 48 Bảng 9: Tính chất nước rò rỉ bãi rác Đông Thạnh theo Báo cáo khoa học về

“ Quản lý CTRSH ở TPHCM”, 8/1997 . - 5555 Stsiireerree 48

Bảng10: Tính chất nước rò rỉ bãi rác Đông Thạnh theo EMS, 01/08/2000 49 Bảng 11: Tính chất nước rò rỉ rác cũ và mới của BCL Đông Thạnh 49

Báng12: Kết quả phân tích nồng độ ammonium, hiệu suất và pH ở giai đoạn với

thời gian lưu nước là 2 ngày .- «+ c-sss + 1841 811mg th 64

Bảng 13: Kết quả phân tích nồng độ ammonium, hiệu suất và pH ở giai đoạn với

thời gian lưu nước là Ì ngầy - - «<< k + k**ng HH1 1 ng 1 00 ch 66 Bảng 14: Kết quả pH đo được ở giai đoạn có thời gian lưu nước là 2 ngày 71 Bảng 15: Kết quả pH đo được ở giai đoạn có thời gian lưu nước là 1 ngày 72

Báng16: Hàm lượng SS ở bể anammox trong suốt quá trình hoạt động của mô

Công nghệ sinh học xử lý ammonium bằng phương pháp NASL

DANH SÁCH CÁC HÌNH

Trang

Hình 1 Chu trình nitơ mới có thêm mắc xích AnammoX . - + ++++++++2 25

Hình 2: Cơ chế sinh hóa quá trình AnammOX ¿- ¿+ + ++++x+++exetetsxersrsrere 26

Hình 3: Sơ đồ phân khoang tế bào Anammox (Nguồn: van Niftrik et al., 2004) 27

Hình 4:Cơ chế chuyển hoá của AnammOX_ -.-. 55 +tstsesssrereree 28

Hình 5: Cây phát sinh loài của các vi khuẩn Anammox - Quan hệ giữa các chi

và dòng có hoạt tính AnammOX - «+ + 13319 311183111 811 1 kg nhe 30

Hình 6: Sơ đồ quá trình LUDXACK-ETTINGER hiệu chỉnh (1973) - 36

Hình 7: Sơ đồ quá trình Bardenpho - - - 5565 S* v22 37

Hình §: Sơ đồ công nghệ BIOERG (L5 St 9 11111111 ererkries 38

SVTH: Trần Tố Ngân

CHƯƠNG 1: MỞ ĐẦU

1.1 ĐẶT VẤN DE

Hiện nay vấn để ô nhiễm môi trường đang ngày càng gia tăng và đang

được sự quan tâm của rất nhiều ngành, nhất là đối với việc ô nhiễm do nước thải Đối với nhiều loại nước thải có chứa hàm lượng các chất dinh dưỡng (N,P) trung

bình và cao, việc xử lý loại ra các thành phần này trước khi xả thải là một nhu cầu

quan trọng, nhằm hạn chế sự ô nhiễm nước ngầm, nước mặt

Một trong các dạng hợp chất chứa nitơ trong nước thải gây ô nhiễm nguồn

nước là ammonium (NH¿) Bởi vi ammonium tiéu thu oxy trong quá trinh nitrate hóa và các vi sinh vật trong nước, rong, tảo, dùng nitrate làm thức ăn để phát

triển, cho nên nếu hàm lượng nitơ có trong nước thải xả ra sông, hồ quá mức cho

phép sẽ gây ra hiện tượng phú dưỡng hóa kích thích sự phát triển nhanh của rong, rêu, tảo làm bẩn nguồn nước Các loại nước thải thường chứa hàm lượng

ammonium cao là nước thải thủy sản, nước rò rỉ từ bãi rác, nước thải chăn nuôi

heo

Việc áp dụng các phương pháp sinh học để xử lý nước thải hiện nay đang

được quan tâm, đây là một phương pháp dùng vi sinh, chủ yếu là vi khuẩn để

phân hủy sinh học các hợp chất hữu cơ, biến các hợp chất có khả năng thối rửa thành các chất ổn định với sản phẩm cuối cùng là carbonic, nước và các chất vô

cơ khác Ưu điểm của phương pháp này là chỉ phí rẻ, dễ làm, không để lại những chất độc hại hay phản ứng phụ Công nghệ sinh học truyền thống để xử lý nitơ lâu

nay là dựa vào sự kết hợp của hai quá trình: Nitrate hóa và Khử Nitrate Tuy

nhiên, công nghệ xử lý này có những hạn chế nhất định và sự cải tiến công nghệ

xử lý nitơ đã được quan tâm từ những năm cuối thế kỷ XX

Theo sau nhu cầu cải tiến công nghệ xử lý nitơ, trong những năm gần đây, các nhà khoa học trên thế giới đã phát hiện ra các phản ứng chuyển hóa nitơ mới,

có khả năng loại trừ nitơ có nồng độ cao trong nước thải Đó là quá trình

2089/44

PE LON LEG BOM LIO 4/ Ms ⁄ BE Ate

Cong nghệ sinh học xử ly ammonium bang phương pháp NASL

Mite te Obi Bae ibd a

ANAMMOX ANAMMOX (Anaerobic Ammonium Oxidation) la la phan ứng o Oxy

hóa ky khí, trong đó ammonium được oxy hóa bởi nitrite trong điều kiện ky khí,

không cần cung cấp chất hữu cơ để tạo thành nitơ phân tử Sự Hiên kết giữa quá

trình Nitrate hóa và quá trình Anammox mang lại lợi ích là giảm chi phí cho nhu

cầu năng lượng và nguồn carbon cung cấp cho vi khuẩn phát triển so với các quá

trình cổ điển trước đây Đây là một hướng mới cho kỹ thuật xử lý nitơ, vì vậy việc

nghiên cứu các quá trình này để xử lý ammonium trong nước thải ở điều kiện Việt Nam là cần thiết, nhằm xem xét rõ hơn về qui trình hoạt động, hiệu quả của

phương pháp khá mới này

1.2 MỤC TIÊU CỦA ĐỀ TÀI

- Nghiên cứu quá trình chuyển đổi ammonium trong nước thải bằng phương

pháp NASL - Nitrification - Anammox from Sludge of Leachate trong

điều kiện Việt Nam

- Xác định hiệu quả xử lý của ammonium của quá trình nirate hóa (Nitrification) với giá thể hữu cơ và quá trình ANAMMOX với bùn ky khí

4

rac

1.3 NOI DUNG NGHIEN CUU

- Thu thap s6 liệu, tài liệu có liên quan đến để tài

- _ Thiết lập mô hình để xử ly ammonium theo quá trình NITRIFICATION -

ANAMMOX trong đều kiện phòng thí nghiệm

- _ Vận hành mô hình, tiến hành phân tích các chỉ tiêu N-NH¿, N-NO;, N-NO¿,

3.P, COD, SS, pH trong từng quá trình

- _ Tổng kết số liệu, xử lý số liệu, đánh giá hiệu quả của từng quá trình

1.4 PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

- _ Phương pháp thực nghiệm bằng mô hình trong điều kiện phòng thí nghiệm

- - Phương pháp so sánh

Công nghệ sinh học xử lý

- Phương pháp phân tích, xét nghiệm các chỉ tiêu của nước thải theo tiêu

mmonium bằng phương pháp NASL

Mt EM BEBE BO EOD EE ER: BL EA Sb LID ELEM MLE iA

chuẩn Việt Nam

1.5 GIỚI HẠN CỦA ĐỀ TÀI

- _ Thời gian nghiên cứu còn hạn chế nên chưa khảo sát được khả năng xử lý

ammonium của hai quá trình qua nhiều nồng độ khác nhau

- - Chỉ có khả năng khảo sát với loại giá thể hữu cơ và bùn rác, còn nhiều loại

Cong nghé sinh hoc xu ly ammonium bằng phương pháp NASL

CHƯƠNG 2: TỔNG QUAN TÀI LIỆU

2.1 CƠ SỞ LÝ THUYẾT VỀ CÁC HỢP CHẤT NITƠ

2.1.1 Sơ lược về các hợp chất nỉtơ trong tự nhiên

Hợp chất nitơ trong nước tự nhiên là nguồn dinh dưỡng cho các thực vật thủy sinh

Trong thiên nhiên nitơ có thể tổn tại ở các dạng sau:

- _ Các hợp chất nitơ hữu cơ dạng protein hay dạng sản phẩm phân rã

- _ Amoniac hay các muối Amonium như : NHẠOH, NH¿NO¿, (NH¿);SO¿,

- - Các hợp chất dưới dạng NOz và NO¿ˆ

- Nitơ tự do

Trong nước có thể xảy ra các quá trình biến đổi oxy hoá như sau:

Protein—» NH,* Vi khu4n nitrosomonas NO, nitrobacter NO; kht nitrat

Oxy hoa Nguyên nhân hình thành các loại ion này tương tự như nhau và có thể

chuyển hoá lẫn nhau, do đó có thể gộp lại thành 1 nhóm để nghiên cứu

Nguồn gốc của N-NH¿, N-NO; và N-NO: trong nước tự nhiên vẫn là các

chất hữu cơ phức tạp có chức abumin bắt nguồn từ động vật và thực vật Tác dụng sinh hoá phức tạp sinh ra với sự tham gia của các loại vi khuẩn và men làm cho abumin phân giải thành axit amino va sau khi thuỷ phân sẽ tách ra khí NHạ

R-CHNH;-COOH + HO > R-COOH + NH;

Sự hiện diện cia N-NH, trong nước mặt là do sự phân giải các chất protit gây ra, nhưng thường do các vi khuẩn nitrat hoá cũng hấp thụ N-NH¿ trong bồn

nước giảm nhiễu, hoặc nước ngầm bắt nguồn từ hoạt động phân huỷ chất hữu cơ

đo các loại vi sinh vật trong điều kiện yếm khí

Công nghệ sinh học xu ly ammonium bằng phương pháp NASL

Hàm lượng N-NH¿ có trong nước tự nhiên là dưới 0,05ppm Lượng

amonium trong nước thải từ các khu dân cư, các nhà máy hoá chất và các công ty

chế biến thực phẩm là khá cao.Theo quy định về nước uống của Việt Nam, lượng

amonium tối đa là nhỏ hơn 3ppm

N-NH¿ trong nước tự nhiên tương đối không ổn định Dưới tác dụng của các

yếu tố về hoá học, vật lý và sinh hoá, nó có thể chuyển hoá hợp chất khác của

nitơ Khi có đủ oxy, dưới tác dụng của 1 số yếu tố đặc biệt, N-NH¿ có thể bị oxy

hoá thành N-NO::

2NHạ + 3O; > 2HNO; + 2H;O

Tác dụng nitơ hoá không dừng lại ở đó mà dưới tác dụng của 1 số vi khuẩn

khác, N-NO; lại bị oxy hoá thành N-NO;

2HNO; + O; > 2HNO;

Dưới tác dụng của vi khuẩn đặc biệt, N-NOa lại có thể bị phân giải và tác

dụng này gọi là tác dụng khử nitơ Nó thường tiến hành dưới điều kiện thiếu oxy

khi không có hợp chất chứa nitơ Khi tác dụng này xảy ra thì N;ạ và CO; được tách

ra:

4NO¿ + 5C > 2CO¿” + 2N; + 3CO¿

Nguồn quan trọng khác làm cho nước mưa phong phú thêm N-NO; van 1a

khí NO; sinh ra khi có sự phóng điện trong không khí, khí NO; sẽ bị nước mưa

hấp thụ và rơi xuống đất, có thể biểu thị bằng sơ đồ sau:

Công nghệ sinh học xử lý ammonium bằng phương pháp NASL _

Nitơ trong không khí

Nitơ trong sản phẩm phân

Giải từ các chất hữu cơ

NO;

Nitơ trong động vật — Nitơ trong axit amino NH,”

N-NO; là 1 trong những chất trung gian của chu trình Nitrogen cùng với

các dạng hữu cơ khác nhau như N-NH¿, N-NO; và 1 lượng nhỏ N-NO; cũng biểu |

N-NO; không ổn định vì thế hàm lượng của nó trong nước, trên mặt đất

thích nghỉ để tiến hành oxy hoá là rất nhỏ (chỉ độ vài phần trăm, thậm chí chỉ vài

phần trăm nghìn ppm)

Nhưng trong nước ngầm, đặc biệt là trong tầng chứa nước bên trên thì hàm

lượng N-NO; lại tăng lên rất rõ rệt Giới hạn cho phép của TCVN-5942-1995,

trong nước mặt: Ñ-NO;<=0,03mg/I(N-NO;<=0,01mg/])

Trong tiêu chuẩn dành cho nước sinh hoạt là nước uống không được có N-

NO; vì nó là độc tế NO; là ion thoái hoá hoàn toàn trong chất hữu cơ có gốc nitơ

trong chu trình Nitrogen

4 Art, 14/0 0Á 0850994092 Lag ỗ DOOR OLE Al LEBER

Cong nghé sinh hoc xf ly ammonium bang phuong phap NASL

Do việc sử dụng nuéc uéng cé ham lugng N-NO; cao c6 kha nang gay doc

hại đối với người vì khi vào cơ thể trong điều kiện thích hợp, ở hệ tiêu hoá chúng

sẽ chuyển hoá thành nitrite, kết hợp với hồng cầu tạo thành hợp chất không di

chuyển oxy gây bệnh thiếu máu (Mathemoglobinemia) Ngoài ra, nitrite còn kết hợp với amin thứ cấp tạo thành notrosamine gây bệnh ung thư

2.1.2 Tính chất của các hợp chất nitơ

2.1.2.1 Các tính chất cơ bẳn của amonium

Sự tương tác của phân tử NHạ với nước không những tạo thành những

hydrat của amonium mà còn tạo thành NH¿”

NH; + H,O > NH, + OH

Kết quả là nồng độ của ion OH' trong dung dịch tăng lên Chính vì vậy mà

dung dịch nước của ammonium có phản ứng kiểm Tuy nhiên, theo quy định thì

dung dịch nước của ammonium thường được biểu diễn bằng công thức NHẠOH

Đa số các muối ammonium không màu và dễ tan trong nước.Vì dung dịch

nước amoniac là bazơ yếu nên muối ammonium bị thuỷ phân trong dung dịch

Dung dịch của muối tạo bởi amoniac và axit mạnh có phản ứng axit yếu

Sự thuỷ phân amoni được viết dưới dạng:

Cong nghệ sinh học xử lý ammonium bằng phương pháp NASL

SUE 21:06: 24 AEG

Như vậy có thé phát hiện được muối amonium bất kì trong dung dịch khi

đun nóng dung dịch với kiểm mạnh

2.1.2.2 Cac tinh chat co ban cia nitrite

lon NO; là muối của axit kém bên HNO, Axit HNO; là 1 trong số các axit yếu và chỉ tổn tại trong dung dịch nước

axit loãng Khi làm đậm đặc dung dịch hoặc khi đun nóng thì nó sẽ bị phân huỷ

2HNO; > NO; + H;O Cho nên NO; dễ bị phân huỷ trong dung dich có môi trường axit Đó cũng

là điều cần lưu ý khi xác định hàm lượng N-NO; Cần thận trọng khi axit hoá dung dịch vì khi đó sẽ làm giảm bớt hàm lượng N-NO; dẫn đến kết quả phân tích

kém chính xác

Trong môi trường axit, N-NO; còn thể hiện tính oxy hoá qua điện thế oxy

hoá khử sau:

NO; + 2H” +e > NO + H;O ; Eạ=0,99V

Do tính chất oxy hoá, N-NO; phản ứng với 1 số thuốc thử hữu cơ như Diphenylamin, Antypyrin, đều gây nên nhiều phức tạp trong quá trình phân tích

Tuy nhiên, nitrite ngoài tính oxy hoá còn thể hiện tính khử (mức oxy hoá

của nitơ trong HNO; bằng +3 nghĩa là trung gian giá trị thấp nhất và cao nhất)

Ammonium có thể chuyển thành khí N; bằng các quá trình sau: Clo hod,

tách khí NHạ, trao đổi ion, lọc màng

OB AIO UME SE MEI DD OLE lle 404 ⁄ 0/49 14A1 (l4AMBANUAN/U000 KHI la MEL

học xử lý ammonium bằng phương pháp NASL "

CM dP ,

2.2.1.1 Phương pháp Clo hoá

Ammonium bi oxy hoá thành khí nitơ Quá trình này liên quan đến một chuỗi phản ứng phức tạp hình thành các sản phẩm trung gian như NH;CI], NHCh,

NC]: ngoài khí Nạ ra còn có NOx' Phản ứng đơn giản được viết như sau:

NHạ” + 1.5Clạ > 0.5N; + 3CI + 4H”

NH,* + 4Cl, + 3H,O > NO; + 10H* + 8CI

Nhu cau Cl, cho phan ứng 1A 7.6 mg Cl,/mg N-NH, bi oxy hod Do

ammonium chuyén thành nitrate và một số sản phẩm khác nên liều lượng Cl; thực

tế khoảng 10 mg/mg N-NH¿ Quá trình clo hoá tạo ra một lượng đáng kể acid HCl

nên độ kiểm bị tiêu thụ là 10.7 mg CaCO3/mg N-NH, bi oxy hoá Khoảng pH tối

ưu cho quá trình từ 6 — 7

Ưu điểm của phương pháp này là chi phí đầu tư thấp, đảm bảo mức khử trùng cao, nếu kiểm soát thích hợp, hầu như tất cả N-NH¿} trong nước thải có thể

bị oxy hoá thành khí N; giảm mức độc hại cho bầu khí quyển, tốc độ phản ứng nhanh, ít nhạy cảm với chất độc hay nhiệt độ, chiếm ít diện tích, đồng thời có tác

Các yếu tố ảnh hưởng đến thiết kế và hiệu quả của quá trình:

- _ Xáo trộn tạo sự tiếp xúc giữa nước thải và Clo

- _ Thời gian tiếp xúc

- Liéu lugng Clo

- pH

Công nghệ sinh học xử lý ammonium bằng phương pháp NASL

2.2.1.2 Phương pháp tách khí

Ammonium có thể bị tách ra khỏi nước thải bằng quá trình tách khí dựa

trên cơ sở cân bằng hoá học:

NH¿' + OH <>NH;† + H;ạO

Phần lớn ammonium chuyển sang dạng khí ở pH cao, thường trong khoảng

từ 10.5 — 11.5 Do đó, pH là một yếu tố ảnh hưởng rất lớn đến hiệu quả quá trình

Bên cạnh đó, quá trình còn rất nhạy cảm với sự thay đổi của nhiệt độ, nhiệt độ

càng giảm thì độ hoà tan của ammonium càng tăng Vì vậy, khi nhiệt độ giảm,

lượng không khí cần cung cấp tăng đáng kể nhu cầu năng lượng sử dụng

Ưu điểm là nếu vận hành thích hợp, quá trình có thể cho hiệu quả khử

ammonium cao, không nhạy cảm với các chất độc hại, không tạo cặn dư Tuy

nhiên, quá trình cũng tạo những bất lợi như khi pH cao, CO; bị hấp thụ từ không

khí kết hợp với vôi (nếu sử dụng để nâng pH) tạo nên đóng cặn CaCO› trong tháp

Mặt khác, quá trình cho hiệu quả thấp ở điều kiện thời tiết lạnh

Các yếu tố ảnh hưởng đến thiết kế và hiệu quả của quá trình:

2.2.1.3 Phương pháp trao đổi ion

Một trong những loại nhựa tự nhiên dùng để khử ammonium tốt nhất là

Clinoptilolite (một dạng zeolit) bởi tính chọn lọc của nó với ion NH," hơn là ion

Ca’*, Mg’*, Na* Năng suất của nhựa này tương đối ổn định trong khoảng pH từ

4-8

các cation khác như Ca", Mg**, Na* cao lam giảm hiệu suất của quá trình, yêu

cầu phải tiền xử lý bằng lọc để ngăn ngừa cặn lơ lửng, chi phí đâu tư và vận hành

cao

2.2.2 Phương pháp sinh học

2.2.2.1 Qua trinh Nitrate héa (Nitrification)

a M6 ta qua trinh Quá trình nitrate hóa là quá trình oxy hóa hợp chất chứa nitơ, đầu tiên là ammonium được chuyển thành nitrite sau đó nitrite được oxy hóa thành nitrate

Quá trình nitrate hóa diễn ra theo 2 bước liên quan đến 2 chủng loại vi sinh vật tự

dưỡng Nirosomonas và Nitrobacter

Bước l1: Ammonium được chuyển thành nitrie được thực hiện bởi loài Nitrosomonas:

NH,* + 1.50, > NO, + 2H* + H;O (1)

Bước 2: Nitrite dudc chuyén héa thành nitrate được thực hiện bởi loài Nitrobacter:

NO, + 0.50, — NO; (2) Phương trình phan ứng (1) và (2) tạo ra năng lượng Theo Painter (1970), năng lượng tao ra từ quá trình oxy hóa ammonium khoang 66 — 84 kcal/mole ammonium và từ oxy hóa nifrite khoảng 17.5 kcal/mole nitrlte Niirosomonas và

Nitrobacter sử dụng năng lượng này cho sự sinh trưởng của tế bào và duy trì sự sống Tổng hợp 2 phản ứng được viết lại như sau:

Cong nghé sinh hoc xử ly ammonium bằng phương pháp NASL -

NH¿” + 2O; > NO; + 2H* + H,O (3)

Từ phương trình (3), lượng O; tiêu thụ là 4.57 gOz/gN-NH¿a bị oxy hóa, trong đó 3.43 gOz/gN-NH¿ sử dụng cho tao nitrite va 1.14 gOz/gN-NH¿ sử dụng cho tạo nitrate, 2 đương lượng ion HỶ tạo ra khi oxy hóa 1 mole ammonium Ion

H” trở lại phản ứng với 2 đương lượng ion bicarbonate trong nước thải Kết quả độ kiểm bị tiêu thụ 7.14 gOz⁄g N-NH; bị oxy hóa

Phương trình (3) sẽ thay đổi chút ít khi quá trình tổng hợp sinh khối được

xem xét đến, nhu cầu oxy sẽ ít hơn 4.57 gOz/g N-NH¿ do oxy còn nhận được từ sự

cố CO;, một số ammonium và bicarbonate đi vào trong tế bào

Cùng với năng lượng đạt được, ion ammonium được tiêu thụ vào trong tế

bào Phản ứng tạo sinh khối được viết như sau:

4CO, + HCO; + NH, + H,O > C;H70.N + 5O;

Quá trình oxy hóa có thể thực kết hợp hay tách riêng quá trình nitrate hóa

với oxy hóa chất hữu cơ

Oxy hóa carbon và nitrate hóa có thể xảy ra trong cùng một công trình đơn

vị hay trong hai công trình riêng biệt Quá trình sinh trưởng lơ lửng hay sinh trưởng bám dính được áp dụng cho cả 2 loại trên

Vi khuẩn nitrate hóa có mặt hầu hết trong các công trình sinh học hiếu khí nhưng số lượng bị hạn chế Khả năng nitrate hóa của các quá trình bùn hoạt tình

khác nhau tùy thuộc vào tỉ số BODz/TKN (TKN: Total Kjeldahl nitrogen) Theo

U.S.EPA: khi tỉ số BODz/TKN > 5 thì quá trình oxy hóa carbon và nitrate kết hợp,

BOD;/TKN < 3 hai qua trình oxy hóa carbon va nitrate hóa được tách riêng

b Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình nitrate hóa

e Ôxy hòa tan (DO)

Phương trình động học của Monod

POLE BLOOMED MERE AE LEAL GES BEN EMO GE MELEE DEL CULE LED LIVE LOEB ITEAME SBE LOE 100° SE BE COA IG BIAS LEERY Ci Bib A REAM ROGGE EE, J SOBY fe

thiết cho quá trình nitrate hóa xảy ra ít nhất là 0.3 mg/1 Schoberl và Angel nghiên

cứu trong phòng thí nghiệm (1964): tốc độ nitrate hóa đối với Nifrosomonas

không phụ thuộc vào DO nếu DO trên 1 mg/l va đối với Niirobacrer nồng độ DO

> 2 mg/I Boon và laudeluot (1962) nghiên cứu tốc độ sinh trưởng của Mirobacter

winogradki ở nỗng độ DO là 1 mg/1 và DO bão hòa ở nhiệt độ 25°C cho thấy tốc

độ sinh trưởng ở nồng độ DO là 1 mg/I thì thấp hơn ở nồng độ DO bão hòa và tùy

thuộc vào nhiệt độ Tốc độ sinh trưởng ở DO = 1mgi/l bằng 79%, 80%, 70%, 58%

ở DO bão hòa tương ứng với các nhiệt độ là 20, 23.7, 22, 35 °C Downing et al

(1964) và Wild et al (1971) nghiên cứu hỗn hợp bùn lóng trên bể bùn hoạt tính

cho thay néng d6 DO > 1 mg/l, tốc độ nitrate hóa không bị ảnh hưởng Wuhrman

(1963) cho thay néng d6 DO = 4 -7 mg/l, tốc độ nitrate hóa không bị ảnh hưởng,

nhưng DO = 1 mg/I thì tốc độ chỉ bằng 90% tốc độ ở nồng độ DO cao hơn Nagel

và Haworth (1969) cho thấy tốc độ nitrate hóa trong bùn hoạt tính gấp đôi khi

nồng độ DO tăng từ 1-3 mg/I Okun (1949), Haug và McCarty (1971) cho thay vi khuẩn nitrate hóa không bi ảnh hưởng bởi DO, không có sự ức chế khi nồng độ

DO 2 3 mg/l

Sự khác nhau của những nghiên cứu ảnh hưởng DO lên động học phản ứng

được giải thích dựa trên cơ chế vận chuyển và tiêu thụ oxy của các bông bùn hoạt

tính

e pH

Một số nghiên cứu quan sát thấy rằng tốc độ nitrate hóa cực đại khi pH

nằm trong khoảng từ 7.2 - 9.0 Ảnh hưởng pH lên tốc độ nitrate hóa khác nhau được báo cáo từ các nghiên cứu khác nhau như: U.S.EPA (1975) dé xuất phương

Mel EAB

Cong nghệ sinh học xử lý ammonium bằng phương pháp NASL

OR OMIM

Nhiét độ ảnh hưởng đến hệ số bán bão hòa K; của quá trình r nitrate hóa:

Knowles et al (1965) dé ngị mối quan hệ giữa K„ và nhiệt độ

K¿ = 100951T-114

T: nhiệt độ, °C

Focht và Chang (1975); Painter (1970): nhiệt độ tối ưu cho quá trình nitrate

hóa trong khoảng 30-36°C, nhưng chúng có thể phát triển ở 4 - 50°C

Nhiệt độ ảnh hưởng lên thời gian lưu bùn (SRT) Khi nhiệt độ giảm thì SRT phải đủ lâu để vi khuẩn nitrate hóa phát triển ổn định, vì chúng rất nhạy cẩm với nhiệt độ

e Néng dé ammonium vi nitrite

Turk và Mavinic (1986) cho thấy nồng độ khí ammonia hòa tan trong khoảng từ 0 - I mz/1 thì sự oxy hóa nitrite bị ức chế, quá trình oxy hóa ammonium

bị ức chế khi nông độ khí ammonia từ 5 - 20 mgi1 Ford et al (1980) cho thấy quá

trình oxy hóa nitrite bị ức chế khi nổng độ ammonium từ 10 - 150 mg/1 Beccari

et al (1979) cho thấy sự oxy hóa ammonium thành nitrite it nhạy cảm hơn sự oxy

hóa nitrite thành nitrate ở pH thấp Sự ức chế quá trình oxy héa nitrite thanh nitrate ở pH thấp là do sự hiện diện của acid nitrous (HNO;) tự do (FNA: Free Nitrous Acid) Anthonisen et al (1976) cho thấy nông d6 FNA tif 0.2-2.8 mg/l sé

ức chế loài Nirobacter Nỗng độ khí ammonia FA ( Free Ammonia) và ENA được

biểu diễn như sau:

(TA)10”" (17/14)

K, K,,

FA,mg/l=

Trong đó:

TA: tổng ammonium trong dung dịch gồm khi NH; va ion NH,", mg/l

K,, Ky: hang sé ion héa cia phuong trinh can bang ammonium va nuéc

Cong nghệ sinh học xử lý ammonium bằng phương pháp NASL

Skinner và Walker (1961) cho thấy các kim loại nặng với nồng độ gây độc

cho loài Nitrosomonas được tìm thấy như: Niekel — 0.25 mg/l, Crom = 0.25 mg/l, | đồng từ 0.1 — 0.5 mg/1 Beckman et, al (1972) cho thấy 100% loài Niirosomonas |

bị ức chế đối với nồng độ nickel và kẽm là 3mg/1 Loveless và Painter (1968) cho

thấy loài Wi/rosomonas bị ức chế hoàn toàn với nồng độ đồng là 0.1 mg/1 Painter

(1970) cho thấy các tác nhân ức chế như Thioure, Allyl-thioure, 8-

hydroxyquinoline, Salicyladotime va Histidine géy d6c cho loai Nitrosomonas

Pepton lam giảm tốc độ sinh trưởng của loài Ni/rosomonas 25% ở nông độ 1 mg/l

Công nghệ sinh học xử lý amnmonium bằng phương pháp NASL _

Bảng 3: Các hợp chất hữu cơ gây ức chế quá trình nitrate hóa trong nước thải

(Nguồn: Hockenburg và Grady)

e - Thời gian lưu bùn (SRT)

Thời gian lưu bùn đủ lâu để đảm bảo cho vi khuẩn nitrate hóa phát triển ổn

định

Thời gian lưu bùn rất quan trọng đối với nước thải chứa các hợp chất độc hại SRT đủ lâu để cho vi khuẩn thích nghi dần với các chất độc hại theo Bridle

và cộng sự cho thấy đối với một số nước thải công nghiệp chứa các hợp chất độc

hại SRT > 160 ngày thì hiệu quả khử nitrate đạt trên 90% Thời gian lưu bùn ảnh

hưởng tới nhu cầu oxy mà loài vi khuẩn nitrate hóa nhạy cảm với yếu tố này

DELO EAE AMM LOA EME ELE MERLE DOMES MEL ME SEE AMEE MEARE! Ge 2 Bibi lg iO SPLEEN ACBL AG AML Me UB iE AOU BE SESE ELLE YALE Ae

Céng nghé sinh hoc xif ly ammonium bằng phương pháp NASL

Bảng 4: Đặc điểm của giống vi khuẩn tham gia quá trình nitrate hoá

STT Vi khuẩn Đặc điểm hình thái Điều kiện phát triển

Tế bào hình elipe hay hình que | Nhiệt độ phát triển 3

ngắn, di động hoặc không di | - 30°C, pH thích hợp

động Chúng thường đứng riêng | 5.8 - 8.5

rẽ hoặc có thể tạo thành từng đôi

1 Nitrosomonas một hoặc tao thành từng chuỗi

Chúng thuộc vi khuẩn gram (-),

có màng tế bào chất tách ra thành túi khi ở giữa phần tế bào

Tế bào hình que, hình quả lê, | Nhiệt độ phát triển 5

2 Nitrobacter sinh sản kiểu nảy chổi Chúng | - 40°C, pH thích hợp

thuộc vi khuẩn gram (-) 6.5 - 8.5

Tế bào hình que thẳng, hình cầu, | Nhiệt độ phát triển 20 không di động Chúng thuộc loại | - 30°C, pH thích hợp

3 Nitrospira hoá năng bắt buộc Chúng không | từ 7 - 8

đòi hỏi kích thích sinh trưởng và

thuộc hiếu khí bắt buộc

Chúng thuộc vi khuẩn hình câu, | Nhiệt độ phát triển 15

có kích thước 1.5ùm, thuộc gram | - 30C, pH thích hợp (-) Chúng có khả năng di động | t¥ 6.8 - 8.0

4 Nitrococcus nhờ 1 hoặc 2 tiêm mao Chúng

thuộc vi khuẩn hoá năng bắt buộc, không đòi hỏi kích thích

sinh trưởng

Khử nitrate, bước thứ hai theo sau quá trình nitrate hóa là quá trình khử

nitrate — nifrogen thành khí ni(ơ, nitrous oxyde (N;O) hoặc nitrite oxyde (NO)

được thực hiện trong môi trường thiếu khí và đòi hỏi một chất cho electron là chất

hữu cơ hoặc vô cơ

Hai con đường khử nitrate có thể xảy ra trong hệ thống sinh học đó là:

- _ Đồng hóa: con đường đồng hóa liên quan đến khử nitrate thành ammonium

sử dụng cho tổng hợp tế bào Nó xay ra khi ammonium không có sẵn, độc

lập với sự ức chế của oxy

- Di héa (hay khử nitrate): khử nitrate bằng con đường dị hóa liên quan đến

sự khử nitrate thành oxyde nitrite, oxyde nitrous và nitơ

NO; > NO, > NO > NO > No

Một số loài vi khuẩn khử nitrate được biết như: Bacillus, Pseudomonas,

Methanomonas, Paracpccus, Spirillum và Thiobacillus, Achromobacterium,

Denitrobacillus, Micrococus, Xanthomonas (Painter 1970) Hầu hết vi khuẩn khử

nitrate là dị dưỡng, nghĩa là chúng lấy carbon cho quá trình tổng hợp tế bảo từ các

hợp chất hữu cơ Bên cạnh đó, vẫn có một số loài tự dưỡng, chúng nhận carbon cho tổng hợp tế bào từ các hợp chất vô cơ Ví dụ loài Thiobacillus denitrification

oxy hóa nguyên tố S tao năng lượng và nhận nguồn carbon tổng hợp tế bào từ

CO, tan trong nước hay HCOy

e Phương trình sinh hóa của quá trình khử nitrate sinh học

Tùy thuộc vào nguồn nước thải chứa carbon và nguồn nitơ sử dụng

- _ Phương trình năng lượng sử dụng methanol lẫn chất nhận electron

6NO; + 5CH3;0H > 5CO; + 3N; + 7H;ạO + 6OH

Cong nghé sinh hoc xử lý ammonium bằng phương pháp NASL

Toàn bộ phản ứng gồm cả tổng hợp sinh khối:

NO; + 1.08 CHOH + 0.24H,CO; > 0.056C;H;O;N +

0.47N; + 1.68 H,O + HCO;

O, + 0.93 CH;0H + 0.056 NO; > 0.056 C5H7O.N +

1.04H,O + 0.59 H,CO; + 0.56 HCO;

- Phuong trinh nang lượng sử dung methanol, N-NH, làm chất nhận electron:

NO; + 2.5 CH3;0OH + 0.5 NH¿' + 0.5H;CO; > 0.5 C;zH;O¿N

+ 0.5N, + 4.5 H,O + 0.5 HCO;

- Phuong trinh nang lugng sử dụng methane làm chất nhận electron:

5CH, + 8NO; > 4N, +5CO, + 6H,O + 80H

- Toan b6 phan ứng gồm cả tổng hợp sinh khối sử dụng nước thải làm nguồn carbon, N-NH¿ làm chất nhận electron:

NO; + 0.345C¡oH¡cO¿N + H” + 0.267 NH¿” + 0.267 HCO;”

> 0.612C;H;O;N + 0.5N; + 2.3 HO + 0.655 CO;

Phương trình sinh hóa sử dụng Methanol làm nguồn carbon chuyển nitrate |

thành khí nitơ có ý nghĩa trong thiết kế: nhu cầu oxy bị khử là 2.86g/gNitrate bị

khử Độ kiểm sinh ra là 3.57 gCaCOz/gNitrate bị khử nếu nitrate là nguồn nitơ

cho tổng hợp tế bào Còn nếu ammonium có sẵn, độ kiểm sinh ra thấp hơn từ 2.9-

3 gCaCO;/gNitrate bị khử

b Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình khử nitrate

e Loai va nồng độ chất hữu cơ chứa carbon

Chất hữu cơ hòa tan, phân hủy sinh học nhanh thúc đẩy tốc độ khử nitrate nhanh nhất Mặc dù methanol được sử dụng phở biến, nhưng Monteith và cộng sự

(1980) tìm thấy 22-30 loại nước thải công nghiệp như chất thải bia và cồn rượu

thúc đẩy tốc độ khử nitrate nhanh hơn methane

Cong nghệ sinh học xử lý ammonium bằng phương pháp NASL

2 MEGS Pe, ESL lll 0x41 A4 tt 1/00/46 WEUAHL.ADAALAN(A(AEILA//AE0AW/4

_@ Oxy hòa tan (DO)

Quá trình khử nitrate xảy ra trong điều kiện thiếu khí nên sự hiện diện của

DO ảnh hưởng đáng kể đến hiệu quả quá trình vì sự hiện diện của oxy ức chế các enzym khử nitrite, làm chậm tốc độ khử nitrite Oxy ức chế các emzym khử nitrite mạnh hơn các enzym khử nitrate, nhưng quá trình vẫn có thể xảy ra trong điều

kiện hiếu khí như trường hợp của mương oxy hóa khử nitơ

Theo các nghién ctfu cla Skerman va MacRae (1957), Terai va Mori

(1975) cho biét loai Pseudomonas bi ttc chế ở DO = 0.2mg/l Nelson va Knowles

(1978) cho thấy tốc độ khử nitrate bị dừng khi DO = 0.13 mg/l Wheatland et.al

(1959) cho thấy tốc độ khử nitrate ở DO = 0.2 mg/1 chỉ bằng một nửa tốc độ khử

nitrate 6 DO = 0 mg/l DO tăng lên 2 mg/1 thì tốc độ khử nitrate chỉ bằng 10% ở

DO =0 mgil

e_ Độ kiểm và pH

Quá trình khử nitrate hóa sinh ra độ kiểm, acid carbonic chuyển thành

bicarbonate Độ kiểm tạo ra trong phản ứng khử nitrate làm tăng pH, thay vì bị giảm trong phản ứng nitrate hóa Trái ngược với vi khuẩn nitrate hóa, người ta ít

quan tâm đến ảnh hưởng pH lên tốc độ khử nitrate Một số nghiên cứu xác định

pH tối ưu cho quá trình nằm giữa 7-8 cụ thể còn tùy thuộc vào loài vi khuẩn hiện

diện và đặc tính nước thải Phương trình sau được sử dụng để mô tả ảnh hưởng pH lên tốc độ sinh trưởng riêng của vi khuẩn khử nitrate:

HxNo = Hxxomax[1/(1-10ˆ2°1~ 1012]

Theo nghiên cứu của Dawson và Murphy (1972) cho biết tốc độ khử nitrate

ở pH = 6 và 8 bằng một nửa ở pH = 7 cho cùng một mẻ nuôi cấy Nummik (1956),

Wiljer va Delwiche (1954), Bremmer va Shaw (1958) cho thay tốc độ khử nitrate

không bị ảnh hưởng khi pH ti 7-8, pH tiv 8-9.5 va từ 4-7 thì tốc độ khử nitrate

giảm tuyến tính Điều kiện pH trung hòa, sự chuyển đổi khí nitrous thành khí nitơ

TRUONG BHDL-KTCN THU VIEN

OOM LE BEE EB itil ⁄ LO GEA CBE A MED ME

inh hoc xt ly ammonium bang phương pháp NASL

e Nhiét dé

Cong nghé

Nhiệt độ ảnh hưởng lên cả tốc độ sinh trưởng của vi khuẩn và tốc độ khử

nitrate Vi khuẩn khử nitrate phát triển ở nhiệt độ từ 5-25 °C Ở khoảng nhiệt độ

này, tốc độ tăng gấp đôi khi nhiệt độ tăng 10 °C

Mxr= x¿o.8 5

Trong đó:

x1; t x¿o : tốc độ phản ứng khử nitrate hóa ở T°C và ở 20 °C

e_ Thời gian lưu bùn (SRT: Sludge Retention Time)

Lượng nitrate sẽ được khử trong quá trình ứng với lượng chất hữu cơ đã cho phụ thuộc vào thời gian lưu bùn Thời gian lưu bùn lâu hơn, chất cho electron

(chất hữu cơ) sẽ đi đến chất nhận electron (nitrate) nhiều hơn là đi vào sinh khối,

lượng nitrate sẽ bi khử nhiều hơn Tỉ số AS/AN là lượng chất hữu cơ sự dụng tính theo COD phải được cung cấp để loại bỏ lượng nitrate đã cho phụ thuộc vào SRT

Số lượng chất cho electron sẽ giảm khi thời gian lưu bùn tăng do xảy ra phân hủy

nội bào

tị 20/8 ///00/08 54/0)

Te) ©› sinh h

ọc xử lý ammonium bằng phương pháp NASL

Bảng 5: Đặc điểm vi sinh vật tham gia quá trình khử nitrat

Tế bào hình que ngắn, kích thước từ 0.5 -

3um, tự dưỡng bắt buộc, chỉ oxy hoá các hợp chất lưu huỳnh, không oxy hoá sắt,

thuộc loài ky khí không bắt buộc Sử dụng

nitrate khi thiếu oxy

Bacillus licheniformis

Hình que, tạo bào tử, bào tử ở giữa tế bào,

tế bào không biến dạng khi tạo bào tử

Chúng chuyển hoá glucose tạo axit, không

tạo khí và tạo khí yếu, có khả năng tạo

axetoin

Paracoccus denitrificans

Té bao hinh cau, không di động, gram (-),

dị dưỡng carbon không bắt buộc

Pseudomonas aeruginosa

Tế bào hình cầu, không cần chất sinh

trưởng khi phát triển, có khả năng tạo sắc

tố huỳnh quang, sắc tố pyoxianon

Pseudomonas stutzeri Loài này giống pseudomonas aeruginosa,

nhưng khác là chúng không tạo sắc tố

huỳnh quang

2.2.2.3 Qua trinh ANAMMOX (Anaerobic ammonium Oxidation)

a Sự phát hiên phản ứng Anammox

Thật ra, phản ứng Anammox đã được dự báo từ trước khi được phát hiện

(Broda, 1977) Trên cơ sở tính toán nhiệt động học, Broda đã dự báo sự tổn tại

của các vi khuẩn tự dưỡng hóa năng có khả năng oxy hóa amonium bởi nitrate,

nitrite và thậm chí về mặt năng lượng còn dễ xảy ra hơn sự oxy hóa bởi oxy phân

tỬ:

Cong nghé sinh hoc xử ly ammonium bang phuong phap NASL

NHÌ+NO; => N;+2H;O G” = -357 kJ/mol (9)

5NH¿`+3NO; > 4N,+9H,O+2H* G°=-297kJ/mol (10)

NH,7+1.50, — NO,+2H*+H,0 G° = -275 KJ/mol (11)

Mãi 17 năm sau đó, bằng chứng thực tế đầu tién cia phan ting Anammox

mới được phát hiện ở một bể denitrate hóa xử lý nước lắng của bể phân hủy bùn

tai Gist-brocades (Delft, Ha Lan) (Mulder et al., 1995) Qua theo dõi cân bằng

nitơ, các tác giả đã phát hiện thấy sự giảm đồng thời nồng độ ammonium và nồng

độ nitrat, nitrit cùng sự tạo thành nitơ phân tử ở điều kiện ky khí

Trong một vài năm tiếp theo, nhóm Đại học Kỹ thuật Deft (TU-Deft) đã có

các nghiên cứu xác nhận và mô tả ban đầu về Anammox được công bố (van de

Graaf et al., 1995; van de Graaf et al., 1996; van de Graaf et al., 1997) Theo đó ,

Anammox được xác định có bản chất là quá trình sinh học, amonium được oxy

hóa dưới điều kiện ky khí với nitrite là phân nhận điện tử, tạo thành nitơ phân tử

Tiếp theo phát hiện của nhóm TU-Deft, phản ứng Anammox cũng đã lần lượt được phát hiện và xác nhận trên các hệ thống xử lý nước thải bởi các nhà

nghiên cứu ở các nơi khác như Đức (Schmid et al., 2000); Nhật (Furukawa et al., 2000); Thuy Si (Egli et al., 2001); Bi (Pynaert et al., 2002); Anh (Schmid et al.,

2003)

Sự phát hiện vi khuẩn Anammox ở các hệ thống xử lý nước thải đã dẫn các

nhà khoa học đến sự tìm kiếm trong các hệ sinh thái tự nhiên Phản ứng Anammox đã được chứng minh đóng đến 50% vai trò trong việc tạo khí nitơ trong

trầm tích biển Baltic (Thamdrup và Dalsgaard, 2002), trong vùng nước thiếu khí dưới đáy đại dương ở Costa Rica (Dalsgaard et al., 2003) Các vi khuẩn Anammox thuộc một chi mới đã được phát hiện trong vùng nước gần đáy Biển Đen (Kuypers et al., 2003)

OGLE LLG Bele AM ///40/00

Cong nghé sinh hoc xtt ly ammonium bằng phương pháp NASL

Trên cơ sở các phát hiện vi khuẩn và phản ứng Anammox, chu trình chuyển hóa nitơ tự nhiên có trong sách giáo khoa từ lâu nay đã được bổ sung một mắc xích mới vá được viết lại Hình 2 trình bày sơ đồ cơ bản của chu trình nitơ

Như đã nói ở trên, phản ứng Anammox đã được xác nhận là sự oxy hóa

ammonium bởi nitrite, phản ứng hóa học don gidn véi ti 16 mol NH,* : NO; = 1:1 như ở phương trình (9)

Trên cơ sở cân bằng khối lượng từ thí nghiệm nuôi cấy làm giàu với kỹ thuật

mẻ liên tục (SBR), có tính đến sự tăng trưởng sinh khối, phản ứng Anammox được xác định với các hệ số tỉ lượng như sau (Strous et al., 1999):

NH," + NO, Anammox, N;+2H;O

Cong nghé sinh hoc lý ammonium bằng phương pháp NASL

OL: tee

Trong đó sự tạo thành lượng nhé nitrate từ nitrite được giả thiết là để sinh ra

các đương lượng khử khi đồng hóa CO¿ Phương trình này đã được chấp nhận rộng

rãi như là đại diện cho phản ứng Anammox khi tính toán, giải thích,

se Cơ chế sinh hóa:

Cơ chế chuyển hóa nội bào của phản ứng anammox đến nay vẫn chưa được làm sáng tỏ hoàn toàn Sử dụng phương pháp đồng vị đánh dấu (1ẨN), cơ chế sinh

hóa của anammox được để nghị như hình 3 dưới đây (Jetten et al., 2001)

Theo đó, quá trình đi qua sản phẩm trung gian 1a hydrazine (N,H,) HZO,

một enzyme tương tự như HAO trong oxi hóa hiếu khí amôni, sẽ xúc tác cho sự

oxy hóa hydrazine thành nitơ phân tử (AG° = -288 kJ/mol) Các điện tử từ quá trình oxy hóa này (4 e) sẽ được vận chuyển đến cho sự khử nitrit thành hydroxylamine với một enzyme tạm gọi là NR (AG? = -22.5 kJ/mol) Hydroxylamine tạo ra sẽ phản ứng ngưng tụ với ammonium tạo ra hydrazine mdi

PLM Mb MiP MOLLE Me:

Công nghệ sinh học xử lý ammonium bằng phương pháp NASL |

(xúc tác bởi enzyme HH, AG? = -46 kJ/mol) Chu trình xúc tác cứ thế sẽ được lặp lại

Các bằng chứng ban đầu cho thấy phản ứng ngưng tụ ammonium với hydroxylamine và oxy hóa hydrazine xảy ra bên trong một “thỂ” gọi là anammoxosome Anammoxosome nằm trong tế bào chất , bao bọc bởi màng cấu tạo từ lipid ladderane , có thể phân lập được nguyên vẹn từ tế bào Anammox (Lindsay et al., 2001) Các đặc điểm, chức năng của anammoxosome vẫn còn

đang được tiếp tục nghiên cứu và được coi là một trong các vấn để thú vị của sinh

hoc té bao (van Niftrik et al , 2004) Hinh 4 cho thay so déphan khoang của tế

bào Anammox, với vị trí của anammoxosome

lntracytoplasm Cell wall

Hình 3: Sơ đồ phân khoang tế bào Anammox (Nguon: van Niftrik et al., 2004)

Cell wall: thanh té bao, Intracytoplasm: màng trong tế bào chất, Cytoplasmic membrane: màng tế bào chất, Nucleoid: thể nhân

Nitrosomonas, tức là chứa các cytochrome c (cyt c) với các haem c và haem hấp

thụ mạnh ở 468 nm (tương tự P460 của HAO) (Jetten et al., 2001) Vì ion trung

My nên các vi khuẩn anammox có màu đó

tâm của cdc haem này là sắt (Fe và Fe

đặc trưng nếu quần tụ ở mật độ lớn Việc quan sát sự xuất hiện màu đỏ là một chỉ

dau tốt cho sự phát hiện vi khuẩn anammox

Nitrification NH2 ——> NÓ; ——>NO£

Hình 4:Cơ chế chuyển hoá của Anamnox

c Vị sinh học của Anammox

e_ Định danh và phân loại vi khuẩn Anammox:

Đến nay đã có 3 chỉ của vi khuẩn Anammox được phát hiện, gồm Brocadia, Kuenenia và Scalindua Về mặt phân loại, các vi khuẩn Anammox là những thành | viên mới tạo thành phân nhánh sâu của ngành Plznctomycetes, bộ Planctoycetales

(Schmid et al., 2005)

Ở trường hợp phát hiện đâu tiên, bùn ky khí được nuôi cấy làm giàu bằng

phương pháp mẻ liên tục (SBR), vi khuẩn được tách bằng kỹ thuật ly tâm gradient

tỷ trọng, chiết xuất DNA, rồi tiến hành phân tích trình tự 16S rDNA Kết quả phân

GUM BY Fr,

Cong nghé sinh học xử lý ammonium bằng phương pháp NASL

tích trình tự cho thấy vi khuẩn thuộc vào phân nhánh P/anctomycefe sâu và vi

khuẩn đã được đặt tên là Candidatus Brocadia anammoxidans Brocadia lấy từ tên

của nơi đặt trạm xử lý pilot đã phát hiện ra vi khuẩn, Gist-brocades (Strous,

1999) Planctomycetales được biết là một nhóm các vi khuẩn có nhiều đặc điểm

riêng biệt như thành tế bào không chứa peptidoglycan, sinh sản bằng đâm chỗi,

phân khoang nội bào, .(letten et al., 2001)

Trên cơ sở phân tích 16S rDNA, năm 2000, các vi khuẩn Anammox được

phát hiện ở hệ thống xử lý RBC ở Stuttgart (Đức) được xác định là mới (độ tương

tự dưới 90% so với B Anammoxidans) và được đặt tên là Candidatus Kuenenia

StutIgartiensis (Schmid et al.,2000) Sau đó, vi khuẩn Anammox được phát hiện ở

Thụy Sĩ (Egli et al., 2001), Bỉ (Pynaert et al., 2002 cũng được xác định chính là

Candidatus Kuenenia stuttgartiensis)

Ở phòng thí nghiệm thuộc Đại Học Kumamoro (Nhật Bản), trong quá trình

nuôi cấy liên tục ở điều kiện ky khí, tự dưỡng, trên vật liệu bám là một dạng

polyester được thiết kế đặc biệt (non-woven), phản ứng Anammox và dấu hiệu

màu đỏ đặc trưng của vi khuẩn Anammox đã được phát hiện (Furukawa et al.,

2000) Kết quả phân tích trình tự 16S rDNA trên vi sinh vật tử màng sinh học sau

đó đã phát hiện các vi khuẩn Anammox chỉ có độ tương tự 92.2% với C.Brocadia

anarmmoxidans và tương tự rất thấp với các nhóm khác đã biết trước đó Trên cơ

sở đó, một dòng Anammox mới, ký hiệu là KSU-I đã được xác lập trong các

planctomycetes (Fujii et al., 2002)

Lần đầu tiên, vi khuẩn Anammox được phát hiện trong hệ sinh thái tự nhiên

là vàng nước nghèo oxy ở Biển Đen Kết quả phân tích trình tự 16S rDNA cho

thấy 87.9% và 87.6% tương tự với các vi khuẩn Kuenenia và Brocadia đã biết,

nghĩa là vi khuẩn phát hiện được là một chi khác, và đã được đặt tên là

Candidatus Scalindua sorokinii (Kuypers et al., 2003)

POOLE LE BOBO ELEY RE SPLEEN RO DIBA ELEM MELESE GO MLBEM OOREEGE AE BEN SE lb ⁄

ly ammonium bang phương pháp NASL

LRM pO 0

_Các loài Anammox khác đã được phát hiện tử đĩa quay sinh hoc nitrat hóa t tại

một nhà máy xử lý nước thải ở Pitsea ( Anh) Kết quả mô tả và phân tích trình tự

16S RNA cho thấy chúng thuộc cùng chi Scaiindua, và đã được đặt tên là

Candidatus “Scalindua brodae”, Candidatus “Scalindua wagneri” Độ tương tự của trìng tự 16S rRNA giữa 2 loài là 93% (Schmid et al., 2003)

Một trong các vấn dé là các vi khuẩn Anammox sinh trưởng rất chậm (thời

gian nhân đôi hơn 3 tuần), nên việc nuôi cấy, phân lập gặp nhiều khó khăn Tuy nhiên, nhờ vào kỹ thuật sinh học phân tử, việc phát hiện trực tiếp trên mẫu sống

(in situ) và định danh các vi khuẩn Anammox đã được thực hiện thuận lợi Hàng

chục “cực dò” nucleotide (oligonucleotide probes) dùng cho việc phát hiện bằng

FISH (fluorescent in situ hybridization) và nhiéu doan méi (primers) đặc trung

cho phan ting PCR khuếch đại gen 16S rDNA của vi khuẩn Anammox đã được thiết kế (Schmid et al., 2005)

Một vấn để tổn tại đang được tiếp tục nghiên cứu là mặc dù giữa 3 chỉ Anammox đã biết có chung tổ tiên, nhưng hơi xa nhau về mặt tiến hóa ( độ tương

tự nhỏ hơn 85% dựa trên 16S rDNA); trong khi chúng có những tương đồng về mặt tuýp (phenotype): sinh trưởng với tốc độ chậm như nhau, đểu có anammoxosome, lớp màng chứa các lipid ladderance

Cong nghé sinh hoc xt ly ammonium bằng phương pháp NASL

e_ Một số đặc điểm sinh lý của vi khuẩn Anammox | Anammox được biết có thể hoạt động trong khoảng nhiệt độ từ 20 đến 43°C (

tối ưu ở 40C), pH 6.4 — 8.3 ( tối ưu ở pH 8.0) Ở điều kiện tối ưu, tốc độ tiêu thụ

cơ chất riêng cực đại là 55 umol NH,-N/g protein/min Ai luc véi cic co chat Ammonium và Nitrit rất cao (hằng số ái lực dưới 10 uM) Ở nộng độ 100 mM, Amoniac va Nitrat không ức chế bởi Nitrit ở nồng độ trên 20 mM Khi tiếp xúc với nồng độ Nitrit trên 5 mM trong thời gian dài (12h), hoạt tính Anammox bị mất

hoàn toàn Tuy nhiên hoạt tính sẽ được hồi phục khi thêm lượng vết (50 t_M) một trong các sản phẩm trung gian của phản ứng Anammox là hydrazin hay hydrolamin Hoạt tính Anammox bị ức chế hoàn toàn ở nồng độ oxy trên 0.5%

bão hoà không khí ( Strous et al., 1999)

Bảng 6: Một số đặc trưng sinh lý của vì khuẩn và phần ứng Anammox

Chú thích: AG°_— năng lượng tự do, Y — hiệu suất tạo sinh khối, q„„„ — hoạt tính

cực đại, m„„„T— tốc độ sinh trưởng cực đại, DT - thời gian nhân đôi, K, - hệ số ái

lực, K.A: không áp dụng (Nguôn: Jetten et al., 2001)

sinh hoc xt ly ammonium bằng phương pháp NASL

Anammox được hình thành Một ví dụ của quá trình nitrate hóa cục bộ là quá trình SHARON (van Dongen et al., 2001), quá trình này hình thành lượng nitrite

ổn địnhở nhiệt độ cao (>25°C) và pH trung tính được xác định bằng sự thải ra các chất oxy hóa nitrite, mà là các chất tăng trưởng chậm hơn các chất oxy hóa ammonium dưới các điều kiện này

b Chi tiét qué trinh SHARON

SHARON ( Single reactor for High activity Ammonium Removal Over

Nitrite) - quá trình nitrate hóa cục bộ là quá trình oxy hóa ammonium thanh

nitrite bằng cách sử dụng vi khuẩn nitrate hóa trong điều kiện có sục khí giới hạn

Đây là một quá trình đầy hứa hẹn cho việc cải tiến quá trình xử lý nước thải có

nông độ nitơ cao

Trong quá trình Sharon, ammonium được chuyển đổi thành nitrite dưới

điều kiện hiếu khí, nhiệt độ cao trên 25°C và duy trì thời gian lưu bùn thích hợp từ

I — 1.5 ngày Cụ thể theo phản ứng sau:

NH,7 +150, ^ NO;+2H'+H;O

OMG ip MOE PEMEMBEL” Bef UE LED ⁄ 148/201 494/0 At 9.20.2000 5⁄⁄0040/40° A44/////.12000.0844//2/

inh hoc xv ly ammonium bằng phương pháp NASL

Su oxy héa ammonium thành nitrite là quá trình acid hóa mà có thể được

trung hòa cục bộ bằng sự có mặt của bicarbonate trong nguồn đầu vào của quá trinh Sharon Bicarbonate được phóng thích vào không khí dưới dạng CO¿

2HCO; + 1.5O; + NH¿” ~ 2CO, + H,O + NO,

Điều này có nghĩa là mỗi mol NH¿” được oxy hóa, 2 mol bicarbonate được giải phóng và kiểm soát tỷ lệ này có khả năng kiểm soát nồng độ nitrite trong

nước thải

Sự oxy hóa amoni ngưng lại khi đạt được sử chuyển đổi 50% do sự acid hóa

và tạo ra nguồn đầu vào thích hợp cho quá trình Anammox

Về mặt vi sinh học, trong một bể phan ting Sharon, vi khuẩn Nitrosomonas

(là vi khuẩn oxy héa ammonium) được lựa chọn dựa trên Mirobacter bằng sự loại

ra ngoài của ẤMifrobacter Lý do là tỷ lệ tăng trưởng của vi khuẩn Niirosomonas

khác biệt so với vi khuẩn Wirobacter Ở nhiệt độ thấp dưới 12°C, tỷ lệ tăng trưởng cua Nitrobacter cao hơn Nitrosomonas Trên 12°C, Nitrosomonas tăng trưởng cao

hon Nitrobacter va trở nên cao hơn nữa khi ở trên 25°C Trên nguyên tắc cơ bản,

một bể phản ứng có thể được thiết kế dựa vào những nguyên lý này để qui định

tổng lượng nitơ được xử lý từ nước thải

Các kết quả sinh hóa của sự suy giảm này trong nhu cầu oxy được chuyển

đổicho quá trình oxy hóa và cũng có một lượng carbon được thêm vào cho sự tăng

trưởng của vi khuẩn trong quá trình khử nitrate Khi sự oxy hóa ammonium được

chuyển thành nitrite và nitrite được giảm bớt lại thật sự khi bắt đấu có sự xuất

hiện nitrate và nitrate cũng sẽ được giảm đi, hiệu suất giảm đi là 25% trong các

nhu cầu oxy và hiệu suất giảm 40% trong các nhu cầu carbon

Bể phản ứng Sharon được hình thành ở thời gian lưu bùn nhỏ nhất và nhiệt

độ được nâng lên để lụa chọn Nifrosomonas trên Nitrobacter Quá trình chạy đầu

tiên ở dạng có oxy và sau đó ở dạng thiếu oxy để hình thành cả sự oxy hóa và

ME BMG UM COLLEY

xử ' lý ammonium bằng phương pháp NASL

le lll Es,

hiệu c quả ; giảm trong quá trình nitrate hóa và khử nitrate hóa Bể phần ứng này có

thể được chạy như là một bể sục khí gián đoạn hay bể tầng nối tiếp

2.2.2.5 Qué trinh CANON (Completely Autotrophic Nitrogen removal Over

Nitrite)

Quá trình oxy hoá ky khí ammonium là quá trình vi sinh vật ky khí mà trong đó ammonium kết hợp với nitrite được chuyển đổi thành khí N¿ theo phản ứng (1) Thêm vào đó một số nitrate được hình thành từ nitrit Phản ứng này thì

cần cho quá trình tự dưỡng sự cố định CO; Mặc dù, sự cố định CO; có thể không

được đi kèm từ phản ứng dị hoá như chuyển đổi đương lượng hod hoc cia nitrate

va ammonium thành khí N; có thể được tiến hành không có sự sản sinh vật liệu tế

bào va nitrate

1 NH; + 1.32 NO, + H* > 1.02 N, + 0.26NO; + 2H,O (1)

Vi khuẩn gây ra quá trình anammox phụ thuộc vào các loại Planctomycetales Vi khuẩn thì tự dưỡng và không cần cacbon hữu cơ để hỗ trợ

cho sự phát triển Mặc dù vi khuẩn là ky khí, hoạt động chúng chỉ ức chế thuận

nghịch bởi O; Hơn nữa, vi khuẩn anammox được ức chế bằng nồng độ nitrate

cao

Vi khuẩn anammox được làm giàu từ quá trình ủ, từ các nhà máy xử lý nước thải khác nhau và được đặc trưng bởi một tỷ lệ tăng trưởng gần tối đa và được gia tăng trong lò phản ứng với sự duy tri đầy đủ sinh khối Vi khuẩn

anammox cũng được khám phá trong một vài hệ thống xử lý nước thải với nồng

độ nitơ cao và lượng COD cho vào thấp

Để loại bỏ ammonium từ nước thải bằng cách sử dụng vi khuẩn Anammox,

những vi khuẩn này phải được cung cấp nitrit day du Nitrite c6 thể được sản sinh

từ ammonium bởi sự oxy hoá vi khuẩn ammonium ky khí tự dưỡng theo phan ting

(2)

1 NH; + 1.50, > 1NO; + H,O + H* (2)

POL LEME ME SABE Le LOBE MOLLE DEEL SLME LEME LE Cd DYELEAE SE SEE Mf Ee Me EMILE EG