Khảo sát khả năng xử lý nitơ trong hệ thống SBR : chu kỳ thông khí, tỷ lệ C/N

Hiện nay đ• có rất nhiều lời cảnh báo về ảnh hươởng của nơước thải chứa nitơ đến môi trơường trong đó có rất nhiều nghiên cứu chỉ ra ảnh hơưởng nghiêm trọng của nươớc ô nhiễm nitơ đến sức khoẻ của cộng đồng. Không chỉ ở Việt Nam, mà trên thế giới hiện tơượng này đ• gây đau đầu không ít nhà khoa học nghiên cứu về vấn đề này. Các phơương pháp xử lý nươớc ô nhiễm nitơ nói riêng và nơước thải nói chung hiện nay có rất nhiều. Cùng vói nó là các hệ thống xử lý nươớc thải khác nhau. ở Việt Nam hiện nay đ• áp dụng và nghiên cứu đơược một số hệ thống xử lý nơước thải nói chung, tuy nhiên các hệ thống xử lý mới thì hiểu biết về nó còn hạn chế. Hệ thống SBR hiện nay được đánh giá là một giải pháp lý tưởng nhất cho ứng dụng thương mại và đô thị. Đây là những gì EPA đánh giá về hệ thống này “ Hệ thống SBR có một ứng dụng rộng r•i cho xử lý máy hoá với những lưu lượng nước nhỏ, bởi vì nó cung cấp xử lý gián đoạn. Hệ thống này phù hợp lý tưởng cho các dòng chảy có lưu lượng thay đổi rộng điều khiển bằng chế độ ‘nạp và rút’, ngăn ngừa hiện tượng thoái hoá bùn mà hay gặp ở các hệ thống hiếu khí mở rộng. Một thuận lợi khác của hệ thống là không cần nhiều người điều khiển nhưng hiệu quả xử lý vẫn rất cao”. ở Việt Nam hiện nay việc tìm hiểu, nghiên cứu về hệ thống này chưa được biết đến nhiều. Hi vọng rằng hệ thống này với những rất nhiều ưu điểm sẽ nhanh chóng được quan tâm và triển khai tại Việt Nam. Nhằm góp phần làm giảm ô nhiễm về nơước, cũng nhơư đóng góp vào việc tìm hiểu và áp dụng các phơương pháp mới vào việc xử lý nươớc thải chứa nitơ ở Việt Nam chúng tôi tiến hành làm đề tài nghiên cứu : ” Khảo sát quá trình phản nitrat hoá và nghiên cứu điều kiện xử lý nitơ trong hệ thống SBR thiếu khí”. Đề tài của bao gồm các phần sau : 1. Phân lập và tuyển chọn bùn hoạt tính phản nitrat hoá. 2. Khảo sát các yếu tố ảnh hưỏng đến khả năng phản nitrat hoá của bùn hoạt tính nghiên cứu : Nồng độ N-NO3, nồng độ bùn, tỷ lệ C/N. 3. Thiết lập được hệ thống SBR. 4. Khảo sát khả năng xử lý nitơ trong hệ thống SBR : chu kỳ thông khí, tỷ lệ C/N.

Bản luận án này đợc hoàn thành tại Bộ môn hoá sinh và sinh học phân

tử, phòng 202- C4, Viện Công nghệ sinh học và Thực phẩm, Trờng Đại học Bách Khoa Hà Nội

Tôi xin chân thành cảm ơn sâu sắc sự hớng dẫn rất tận tình, chu đáo, khoa học của TS.Tô Kim Anh đã giúp đỡ tôi tận tình trong quá trình làm luận án tốt nghiệp

Tôi cũng xin chân thành cảm ơn sự giúp đỡ chân thành của các bạn sinh viên trong nhóm “Xử lý nớc thải chứa nitơ ”, đặc biệt là sự giúp đỡ của thầy giáo: Trần Ngọc Hân

Cho phép tôi đợc bày tỏ lời cảm ơn sâu sắc đến toàn thể anh, chị, em, các bạn sinh viên làm việc tại các phòng thí nghiệm thuộc Viện Công nghệ sinh học và thực phẩm, Trờng Đại học Bách Khoa Hà Nội

Cuối cùng tôi xin chân thành cảm ơn sự quan tâm của gia đình và bạn bè trong suốt thời gian học tập để cho tôi hoàn thành bản luận án này

Đặt vấn đềHiện nay đã có rất nhiều lời cảnh báo về ảnh hởng của nớc thải chứa nitơ

đến môi trờng trong đó có rất nhiều nghiên cứu chỉ ra ảnh hởng nghiêm trọng của nớc ô nhiễm nitơ đến sức khoẻ của cộng đồng Không chỉ ở Việt Nam, mà trên thế giới hiện tợng này đã gây đau đầu không ít nhà khoa học nghiên cứu về vấn đề này

Các phơng pháp xử lý nớc ô nhiễm nitơ nói riêng và nớc thải nói chung hiện nay có rất nhiều Cùng vói nó là các hệ thống xử lý nớc thải khác nhau ở Việt Nam hiện nay đã áp dụng và nghiên cứu đợc một số hệ thống xử lý nớc thải nói chung, tuy nhiên các hệ thống xử lý mới thì hiểu biết về nó còn hạn chế

Hệ thống SBR hiện nay đợc đánh giá là một giải pháp lý tởng nhất cho ứng dụng thơng mại và đô thị Đây là những gì EPA đánh giá về hệ thống này “

Hệ thống SBR có một ứng dụng rộng rãi cho xử lý máy hoá với những lu lợng nớc nhỏ, bởi vì nó cung cấp xử lý gián đoạn Hệ thống này phù hợp lý tởng cho các dòng chảy có lu lợng thay đổi rộng điều khiển bằng chế độ ‘nạp và rút’, ngăn ngừa hiện tợng thoái hoá bùn mà hay gặp ở các hệ thống hiếu khí mở rộng Một thuận lợi khác của hệ thống là không cần nhiều ngời điều khiển nhng hiệu quả xử lý vẫn rất cao”

ở Việt Nam hiện nay việc tìm hiểu, nghiên cứu về hệ thống này cha đợc biết đến nhiều Hi vọng rằng hệ thống này với những rất nhiều u điểm sẽ nhanh chóng đợc quan tâm và triển khai tại Việt Nam

Nhằm góp phần làm giảm ô nhiễm về nớc, cũng nh đóng góp vào việc tìm hiểu và áp dụng các phơng pháp mới vào việc xử lý nớc thải chứa nitơ ở Việt Nam chúng tôi tiến hành làm đề tài nghiên cứu : ” Khảo sát quá trình phản nitrat hoá và nghiên cứu điều kiện xử lý nitơ trong hệ thống SBR thiếu khí” Đề tài của bao gồm các phần sau :

1 Phân lập và tuyển chọn bùn hoạt tính phản nitrat hoá.

2 Khảo sát các yếu tố ảnh hỏng đến khả năng phản nitrat hoá của bùn hoạt tính nghiên cứu : Nồng độ N-NO3, nồng độ bùn, tỷ lệ C/N

Mọi ý kiến góp ý xin gửi về địa chỉ : tuantmyb@yahoo.com

C¸c ký hiÖu, côm ch÷ viÕt t¾t dïng trong luËn ¸nBBS (Blue Baby Syndrome) : Héi chøng xanh da.

Bé KHCN & MT :Bé Khoa Häc C«ng NghÖ vµ M«i TrêngBOD (Biochemical Oxygen Demand) :Nhu cÇu oxy sinh häc

COD (Chemiacal Oxygen Demand) :Nhu cÇu oxy ho¸ häc

DO (Dissolved Oxygen) :Nhu cÇu oxy hoµ tan

EPA (Environment protect agent) :C¬ quan b¶o vÖ m«i trêng Mü

S¾t nitronsyl :Fe2(SCH3)2(NO)4

SBR (Sequencing Batch Reactor) :ThiÕt bÞ xö lý gi¸n ®o¹n

SS (Suspend Solid) :Hµm lîng r¾n huyÒn phïViện KTNĐ & BVMT :Viện Kỹ thuật Nhiệt đới và Bảo vệ môi trường

WHO ( World Health Organization) :Tæ chøc søc khoÎ thÕ giíi

phÇn I : tæng quan tµi liÖu

ch¬ng I : tæng quan vÒ « nhiÔm nguån níc

chøa nit¬

I.1 T×nh h×nh « nhiÔm nguån níc chøa nit¬ :

I.1.1 Níc sinh ho¹t :

Theo tiêu chuẩn vệ sinh nước ăn uống dựa trên quyết định 1329 của Bộ

Y tế, nước sinh hoạt đạt chuẩn ở mức hàm lượng amoni : 1.5mg/l Trên thực

tế, kết quả phân tích các mẫu nước đều vượt quá chỉ tiêu cho phép, nhiều nơi cao từ 2030 lần Theo số liệu điều tra mới đây của Bộ Xây dựng cho thấy: nước dùng để ăn uống ở các làng quê, thị xã, thành phố lấy từ nước giếng khoan đều bị nhiễm nitơ liên kết: amoni, nitrat và nitrit Bộ Xây dựng đã phân loại từng địa bàn, tiến hành điều tra lấy mẫu nước sinh hoạt tại một làng, xã, nông thôn, đồng bằng, thị xã và thành phố có mật độ dân cư cao và phát hiện thấy mẫu nước sinh hoạt tại tất cả các thôn đều bị nhiễm nặng amoni từ 1530mg/l quá cao so với tiêu chuẩn cho phép [9], [10], [11]

I.1.2 Níc mÆt :

Số liệu về chất lượng nước mặt ở Việt Nam còn rất ít Tuy các kết quả thực nghiệm còn chưa được thực hiện nhiều nhưng cũng cho thấy mức độ ô nhiễm ở hạ lưu một số con sông chính ngày càng tăng

Chất lượng nước ở thượng lưu một số con sông chính còn rất tốt, trong khi các vùng hạ lưu đã có dấu hiệu bị ô nhiễm do ảnh hưởng của các vùng đô thị, và các cơ sở công nghiệp Mạng quan trắc môi trường quốc gia tiến hành quan trắc ở 4 con sông chảy qua các đô thị chính ở Việt Nam là sông Hồng (Hà Nội), sông Cầu (Hải Phòng), sông Hương (Huế) và sông Sài Gòn (Thành phố Hồ Chí Minh) và có một số con sông khác cũng được quan trắc (Bảng 1)

I I Bảng 1 : Chất lượng một số con sông chính ở Việt Nam [9]

ĐBSH Sông Hồng - Lào Cai –

Sông Thương 2.7/BOD 5

Bắc Trung Bộ Sông Hiếu 2÷3/BOD 5, 1.5÷1.8/NH 4+

Sông Hương 2.5/BOD 5

Duyên Hải và Nam Trung Bộ Sông Hàn 1÷2/BOD 5, 1.4÷2.6/ NH 4+

Sông Thị Vải 10÷15/BOD 5

Các số liệu khảo sát do Viện Kỹ thuật Nhiệt đới và Bảo vệ môi trường cũng cho thấy, hàm lượng của các chất gây ô nhiễm trong các sông của Hà Nội, thành phố Hồ Chí Minh, Hải Phòng, Hải Dương, Bắc Giang, Huế, Đà Nẵng, Quảng Nam và Đồng Nai cao hơn tiêu chuẩn cho phép rất nhiều số liệu được trình bày ở bảng 2 :

I Bảng 2 : Chất lượng nước ở các sông ngòi, ao hồ và kênh mương vùng đô thị

Các xu thế cho thấy, giá trị đo được ở 2 thông số ô nhiễm cơ bản là : amoni và nhu cầu oxy sinh hóa dao động khá nhiều và vượt mức tiêu chuẩn loại A một vài lần (hình sau) Tình trạng ô nhiễm càng trở nên trầm trọng hơn

vào mựa khụ khi mà cỏc dũng chảy sụng ngũi hạ thấp Số liệu xem hỡnh 1

I Hỡnh 1 : Nồng độ BOD và NH4 ở một số sụng được quan trắc

I.1.3 Nớc ngầm :

ở vùng đồng bằng Bắc Bộ, theo kết quả khảo sát của các cơ sở nghiên cứu thuộc Trung tâm khoa học tự nhiên và công nghệ quốc gia và Trờng đại học Mỏ-Địa chất thì phần lớn nớc ngầm gồm các tỉnh: Hà Tây, Hà Nam, Nam Định, Ninh Bình, Hà Nội, Hải Dơng, Hng Yên, Thái Bình đều bị nhiễm bẩn bởi amoni

Một nghiờn cứu thực hiện ở Hà Nội đó cảnh bỏo về tỡnh hỡnh ụ nhiễm amoni trong nước dưới đất ở phớa Nam Hà Nội Nồng độ amoni trong nước đó qua xử lý của 3 nhà mỏy nước cao hơn tiờu chuẩn cho phộp 2ữ8 lần Tất cả cỏc mẫu nước lấy từ tầng nước trờn đều cú hàm lượng amoni cao hơn tiờu chuẩn nhiều lần Cỏc nhà khoa học ước tớnh là với mức khai thỏc 700.000

m3/ngày như hiện nay thỡ sẽ dẫn đến nguy cơ hạ thấp mực nước ngầm xuống

114 m và hiện tượng ụ nhiễm nguồn nước dưới đất sẽ phổ biến ở Hà Nội

Nguy hại hơn, mức ụ nhiễm đang tăng dần theo thời gian, xó Yờn Sở trong năm 2002 kết quả đo đạc cho thấy hàm lượng amoni là 37.2 mg/l hiện nay đó tăng lờn 45.2 mg/l, phường Bỏch Khoa mức nhiễm từ 9.4 mg/l, nay tăng lờn 14.7 mg/l, phường Tương Mai là 13.5 mg/l Người dõn tại khu vực này cũng thừa nhận nguồn nước lấy từ cỏc giếng khoan rất đục, vàng ễng Trần Văn Dũng, xó Yờn Sở, huyện Thanh Trỡ núi: "Chỳng tụi chỉ biết dựng bể

cỏt lọc để lấy nước ăn, song vẫn khụng khử hết mựi tanh và lờ lợ" Cú nơi chưa từng bị nhiễm amoni song nay cũng đó vượt tiờu chuẩn cho phộp như Long Biờn, phường Trung Hũa, xó Tõy Mỗ, xó Trung Văn, Đụng Ngạc Hiện giờ cỏc nguồn nước nhiễm bẩn đó lan rộng trờn toàn thành phố Xác suất các nguồn nớc ngầm nhiễm amoni có nồng độ cao hơn tiêu chuẩn nớc sinh hoạt (3 mg/l) khoảng 7080% Trong nhiều nguồn nớc ngầm còn chứa khá nhiều hợp chất hữu cơ, độ oxy hoá có nguồn đạt tới 3040 mgO2/l Tầng nước ngầm dưới (cỏch mặt đất từ 4560 m) là nguồn cung cấp cho cỏc nhà mỏy cũng bị nhiễm bẩn Hiện cỏc nhà mỏy nước Hạ Đỡnh, Tương Mai, Phỏp Võn, Linh Đàm đó bị nhiễm amoni và cú hàm lượng sắt cao 1.219.5 mg/l Nước từ cỏc nhà mỏy đang đứng trước nguy cơ nhiễm bẩn bởi vẫn chưa cú hạng mục xử lý amoni Duy nhất, nhà mỏy nước Nam Dư đang xõy dựng hệ thống này với chi phớ khoảng 40 tỷ đồng.

Nh vậy có thể nói rằng, khả năng nhiễm bẩn bởi amoni và hợp chất hữu cơ trong nớc ngầm ở đồng bằng Bắc Bộ đã đến mức báo động và khả năng tác

động amoni lên cơ thể con ngời là chắc chắn [10]

xử lý nước thải Theo cỏc chuyờn gia về mụi trường ở khu vực kinh tế trọng điểm phớa Nam, cần phải đầu tư khoảng 5.7 nghỡn tỷ đồng (380 triệu đụ la Mỹ) đến năm 2003 và 13 nghỡn tỷ đồng (687 triệu đụ la Mỹ) đến năm 2010

I.2 các nguồn gây ô nhiễm nitơ trong nớc :

Sự ụ nhiễm nitrat cũng xuất hiện trong cỏc cơ cấu địa lý liờn quan đến

lượng nitơ từ cỏc nguồn khớ thải như xe hơi, cỏc khớ thải cụng nghiệp và cỏc đặc tớnh tưới tiờu cho đất Cỏc khu vực mà đất được tưới tiờu tốt và nguồn nitơ đầu vào cao thỡ nồng độ nitrat cú trong nguồn cung cấp nước là cao nhất

Vớ dụ : một vài khu vực rộng lớn của cỏc bang được mệnh danh là vành đai ngũ cốc của Midwestern ở Mỹ cú nồng độ nitrat cao hơn nồng độ tự nhiờn Mức độ ụ nhiễm tăng lờn trong khi cỏc tỏc nhõn nhiễm bẩn chưa được ngăn chặn Nhiều hộ dõn khoan giếng bằng những thiết bị khụng đỳng tiờu chuẩn, nước bẩn trờn bề mặt thấm theo đường khoan đi vào lũng đất, tỡnh trạng này cũng phổ biến trờn những ruộng rau ngoại thành như Đụng Anh, Gia Lõm, Thanh Trỡ Cựng với đú là rỏc thải ở nhiều khu dõn cư khụng được thu gom và

xử lý đó tỏc động xấu tới nguồn nước Cỏc yếu tố tự nhiờn như phõn hủy chất hữu cơ trong than bựn cũng là nguồn gốc gõy ụ nhiễm amoni

I.3 thực trạng xử lý :

Để xử lý hoặc loại bỏ amoni trong nớc sinh hoạt ngời ta có thể sử dụng một số giải pháp kỹ thuật nh trao đổi ion, clo hoá, sục khí, phơng pháp vi sinh Trong tất cả các phơng pháp xử lý amoni, phơng pháp vi sinh đợc sử dụng

có hiệu quả trong thời gian gần đây, phơng pháp này có thể biến đổi amoni thành nitơ dạng khí hoặc chuyển hoá tới dạng nitrat đỡ độc hại hơn, ở Việt Nam

đã có một số kết quả khả quan về phơng pháp này ở quy mô nhỏ (xử lý 20ữ30 l/ngày)

Vấn đề nhiễm bẩn nớc chứa amoni và các hợp chất hữu cơ vẫn đang đợc các nhà khoa học nghiên cứu Tuy nhiên nhu cầu về công nghệ xử lý nớc nhiễm amoni và các hợp chất nitơ trong nớc là rất cấp bách và không thể trì hoãn

I.4 ảnh hởng của nguồn nớc chứa nitơ đến môi ờng:

tr-Nớc thải giàu nitơ nếu không đợc xử lý trớc khi thải vào môi trờng sẽ gây

ra những ảnh hởng sau:

1 Gây hiện tợng phì dỡng trong hệ sinh thái nớc

2 Làm cạn kiệt oxy trong nớc

3 Gây độc với hệ sinh vật nớc

4 Làm nớc ngầm ô nhiễm nitrat, ảnh hởng tới sức khỏe cộng đồng

Hiện tợng phì dỡng trong nớc là do d thừa chất dinh dỡng dẫn tới sự phát triển bùng nổ của các loài tảo và vi sinh vật, còn gọi là hiện tợng tảo nở hoa Khi đó mật độ thuỷ sinh vật trong hồ rất dày đặc làm cho nớc có độ màu và độ

đục cao Ngoài ra khi một số lớn tảo chết đi sẽ cần lợng ôxy lớn tơng ứng để phân huỷ dẫn đến hàm lợng ôxy hòa tan trong nớc bị cạn kiệt, làm chết các sinh vật sống trong nớc

Tài liệu “Hướng dẫn về chất lượng nước uống” của Tổ chức Y tế thế

giới cũng như Tiờu chuẩn 1329/2002 (Bộ Y tế) khụng coi amụni là chất gõy nguy hại cho sức khoẻ con người mà xếp vào nhúm cỏc chất cú thể làm người dựng nước than phiền vỡ lý do cảm quan (mựi, vị) Tuy nhiờn,

amụni lại là yếu tố gõy cản trở trong cụng nghệ xử lý nước cấp thể hiện ở hai mặt:

Thứ nhất : nú làm giảm tỏc dụng của clo là tỏc nhõn sỏt trựng chủ yếu

ỏp dụng ở cỏc nhà mỏy nước Việt Nam, do phản ứng với clo tạo thành monocloamin là chất sỏt trựng thứ cấp hiệu quả kộm clo hơn 100 lần

Thứ hai : amụni cựng với một số vi lượng trong nước (hữu cơ, phốt pho, sắt, mangan…) là “thức ăn” để vi khuẩn phỏt triển, gõy hiện tượng

“khụng ổn định sinh học” của chất lượng nước sau xử lý Nước cú thể bị đục, đúng cặn trong hệ thống dẫn, chứa nước Nước bị xuống cấp về cỏc yếu tố cảm quan

Một hiện tượng nữa cần được quan tõm là khi nồng độ amụni trong nước

cao, rất dễ sinh nitrit Ủy ban chõu Âu quy định mức tối đa của nitrat trong nước uống là 50 mg/l, Mỹ là 45 mg/l, Tổ chức sức khoẻ thế giới: 100 mg/l, tiờu chuẩn 1329/2002 (Bộ Y tế) đó đề ra mức giới hạn 3 và 50mg/l đối với nitrit và nitrat Trong cơ thể động vật, nitrit và nitrat cú thể ảnh hưởng đến sức khoẻ với 2 khả năng sau: chứng mỏu Methaemoglobin và ung thư tiềm tàng

Chứng mỏu Methaemo- globinaemia (hội chứng xanh xao trẻ em)

Trên tạp chí Y học Môi trờng của Mỹ (EHP) số ra tháng 7 vừa qua có

đăng tải một bài viết nói về tình trạng mắc bệnh xanh da ở trẻ em khi sử dụng

ớc giếng bị nhiễm độc Nitrat, theo đó ngời ta đã cảnh báo tình trạng sử dụng

n-ớc giếng bị nhiễm độc Nitrat dùng cho trẻ em uống sẽ gây nên bệnh globinaemia mà ngời ta quen gọi là hội chứng Blue Baby Syndrome, hay còn

methomo-gọi tắt là BBS.

Hội chứng BBS là một căn bệnh nguy hiểm xảy ra khi hemoglobin (Fe2+) không có khả năng vận chuyển ôxi nên làm cho da trẻ em trở nên xanh tím, gây kích thích, hôn mê Nếu hàm lợng methemoglobin cao hơn 50% và không đợc

điều trị kịp thời có khả năng tử vong là điều khó tránh khỏi

Những yếu tố gây hội chứng BBS có thể nhận biết dễ dàng nh thiếu hụt

enzyme cố hữu, viêm nhiễm, phản ứng thuốc và nếu tiếp xúc với hoá chất, hàm lợng methemoglobin sẽ tăng nhanh chóng

Nguyên nhân chính là do nớc sinh hoạt bị nhiễm độc nitrat Tuy nhiên thức ăn có hàm lợng nitrat và nitrit cao cũng là nguyên nhân gây bệnh Những

đứa trẻ sơ sinh trong giai đoạn mới đợc 6 tháng tuổi dễ bị mắc căn bệnh này vì hàm lợng Enzyme methemoglobin reductase (Enzyme tế bào máu đỏ có khả năng chuyển hoá methemoglobin trở lại thành hemoglobin) tơng đối thấp

Mối quan hệ giữa nớc giếng nhiễm nitrat và hội chứng BBS lần đầu tiên

đ-ợc Hunter Comly, bác sĩ ở Iowa tìm thấy hồi đầu thập niên 40 khi ông điều trị cho hai đứa trẻ mắc chứng da xanh Cả 2 đứa trẻ này đều bị ốm sau khi chúng dùng nớc giếng có hàm lợng Nitơ-Nitrat : 90ữ150mg/l Sau khi Comly cho công

bố số liệu này, ngời ta nhận đợc nhiều báo cáo tơng tự có liên quan đến 278 ờng hợp bị nhiễm độc ở 14 bang của nớc Mỹ và mới đây Sở Y tế và dịch vụ cộng đồng ở Wisconsin đã tiến hành nghiên cứu mới và phát hiện ra nhiều vụ nhiễm độc trầm trọng khác Bởi vậy, các nhà khoa học Mỹ đã khuyến cáo nhân dân trong các vùng Wisconsin không nên dùng nớc giếng cho các cháu nhỏ và một khi phát hiện thấy những sự cố bất thờng phải đa trẻ đi khám ngay

tr-Ngoài Mỹ, một số nớc Đông Âu, mức độ nhiễm độc nguồn nớc sinh hoạt lấy từ giếng lên cũng rất cao Ví dụ tại Transylvania ở Rumani trong thời gian

từ 1990-1994 trung bình cứ 100.000 trẻ em sơ sinh thì có tới 24 đến 363 ca nhiễm độc

Ung thư tiềm tàng :

Ở điều kiện pH axit của dạ dày, nitrat chuyển húa thành axit nitrơ Rất nhiều trong số đú được biết đến như là tỏc nhõn gõy ung thư ở sỳc vật Cỏc nghiờn cứu sinh hoỏ ở người đó chỉ ra rằng nitrat trong nước kết hợp với cỏc axit amin để tạo ra cỏc hợp chất trờn Axit là một tỏc nhõn nitro húa mạnh, phản ứng với cỏc thành phần thực phẩm kể cả cỏc axit amin và hỗn hợp sắt, gõy tớch luỹ lớn O2 ở cơ bắp Nhiều thớ nghiệm trờn hàng loạt động vật (chuột cống, ) đă chứng minh rằng : nuụi bằng thức ăn cú chứa hàm lượng muối nitrat cao đă gõy ra ung thư

Với một số người, bia là nguồn nitrat chủ yếu: 4 chai bia con cú hàm lượng nitrat trung bỡnh bằng 2 lần lượng hấp thụ từ thức ăn cú chứa nitrat Ở

dạ dày người lớn nhiều axit hơn trẻ em nờn việc chuyển nitrat thành nitrit bị hạn chế Nitrat là nguồn nitrit chủ yếu trong rau và thịt ướp, cũn số lượng trong nước uống khụng đỏng kể Thực ra nồng độ nitrit trong rau thấp (khoảng 1 ppm trong rau tươi) nhưng do số lượng ăn và nồng độ nitrat cao nờn rau là nguồn nitrat quan trọng, chiếm 75 % tổng mức cung cấp Vớ dụ : rau diếp, cần tõy: 100 mg/kg; đậu Hà Lan, hành, khoai tõy: ~200mg/kg Cỏc mức nitrat thay đổi theo mựa và điều kiện trồng trọt nitrat cũn cú mặt trong thịt, thường trong quỏ trỡnh ướp thịt, người ta hay tẩm thịt sống với muối cú

chứa nitrat hoặc tẩm Kali nitrat trong một số gia vị Giới hạn cao nhất cho phép của nitrat trong sản phẩm dăm bông và thịt xông khói là 500 ppm, trong thịt ướp nitrat giới hạn tối đa là 200 ppm Ướp thịt bằng Natri nitrat và Kali nitrat làm cho thịt có hương vị thơm và màu đặc trưng, bảo quản cho thịt khỏi

bị hỏng do sự sinh trưởng của vi khuẩn kị khí gây hại tiềm tàng như Clostridium botulinum, giới hạn tối đa Kali nitrat là 595 ppm

Nitrat trong nước uống chỉ là nguồn rất nhỏ gây ra nitrit, tuy nhiên nếu uống nhiều sẽ trở thành nguồn quan trọng Người ta còn phát hiện thấy rau muối ngâm trong nước nhiều tuần và bánh ngô cũng có hàm lượng nitrat và nitrit cao Trong rau muối phát hiện thấy chứa hỗn hợp sắt- nitronsyl, hợp chất này không gây ung thư mà chỉ gây đột biến yếu, nhưng chúng có thể làm tăng tác động ung thư của các hợp chất khác Một số nghiên cứu cho thấy N-nitrosamines và các hydrocacbon thơm làm tăng khả năng sinh u của ở động vật Trong bánh ngô thường bị nhiễm mốc Fusarium moniliform có thể tạo ra nitrosamines, gây dễ tiếp xúc với mầm sinh ung thư tiềm tàng

Một nghiên cứu của Viện ung thư quốc gia Mỹ gợi ý rằng sự nhiễm

Nitrate vào nước uống có thể liên quan đến sự gia tăng nguy cơ bệnh u

lympho non-Hodgkin (NHL) - một loại ung thư hệ bạch huyết, đặc biệt là ở

các vùng nông nghiệp Sự gia tăng tần xuất tử vong do NHL cao nhất ở các vùng này có thể được giải thích một phần là do những người nông dân ở đây

có tiếp xúc với thuốc trừ sâu

Từ năm 1973, tần xuất mắc NHL ở Mĩ đã tăng lên khoảng 75%, một trong những tốc độ gia tăng nhiều nhất trong số các loại ung thư chủ yếu Người ta dự đoán rằng vào năm 1996 sẽ có 52700 người dân Mĩ được chẩn đoán NHL và 23300 người sẽ chết vì căn bệnh này NCI dự đoán rằng 1/52 người nam giới và 1/61 người nữ giới ở Mỹ sẽ được chẩn đoán mắc bệnh NHL trong đời và với cả hai giới thì cứ 100 người sẽ có gần một người chết vì căn bệnh này

Trong một nghiên cứu xuất bản trong số ra tháng 9 của tạp chí

"Epidemiology", các nhà nghiên cứu thuộc NCI, trung tâm y tế trường đại học tổng hợp Nebraska tại Omaha, và trường đại học tổng hợp Johns Hopkins ở Baltimore đã khảo sát lượng nitrat trong nước uống ở 90 phụ nữ và 66 nam giới được chẩn đoán là NHL trong khoảng từ 1983 đến 1986 mà có dùng các nguồn nước công cộng, đồng thời so sánh với nhóm chứng gồm 276 phụ nữ

và 251 nam giới ở cùng các hạt thuộc miền đông Nebraska mà cũng dùng nguồn nước công cộng Những người mắc NHL thường gặp ở nhóm dùng lượng nitrat cao nhất (trung bình là > 6,3 mg mỗi ngày trong suốt độ tuổi trưởng thành) nhiều gấp hai lần so với những người không mắc ung thư Những người có lượng nitrat trong nước uống cao hơn mức giới hạn qui định của EPA 10mg/lít trong một năm hoặc hơn (chiếm tới 25% tổng số người nghiên cứu) có nguy cơ mắc ung thư cao hơn 50% so với những người không tiếp xúc với nitrat ở nồng độ đó Kết quả cho thấy càng dùng nhiều nguồn nước thì khả năng phát triển bệnh NHL càng lớn và những người bị NHL thường gặp trong nhóm người dùng lượng nước chứa nitrate cao gấp 2 lần so với những người không bị NHL

NCI cũng đang tiến hành điều tra với các cư dân ở Lowa và Minnesota

là các bang làm nông nghiệp khác có các vùng với nguồn nước ngầm chứa nhiều nitrat Tiêu thụ nitrat cũng đang được nghiên cứu như là một yếu tố nguy cơ có thể đối với ung thư dạ dày- một loại bệnh ít phổ biến hơn ở Mĩ so với ở Châu Á và một vài khu vực khác trên thế giới

Tiến sĩ Mary H Ward, tác giả chính của nghiên cứu này phát biểu :

"Ðây là một trong những nghiên cứu dịch tễ học đầu tiên gợi ra một mối liên

hệ giữa nitrat trong nước uống và nguy cơ u lympho non-Hodgkin" Bà còn cho biết thêm : “Những khám phá này có giá trị cao hơn nhiều bởi vì nitrat là một chất gây ô nhiễm phổ biến có trong nước ngầm ở rất nhiều khu vực Tuy vậy, vẫn chưa chắc chắn liệu những khám phá này có phản ánh đúng tác dụng của nitrat hay không" NCI đang triển khai một nghiên cứu bổ sung giúp xác định một cách chắc chắn hơn xem liệu mối liên quan này có thực hay không

và nếu có thì nó ở mức độ nào.

Một phân tích riêng biệt các trường hợp mắc NHL và nhóm chứng là những người sử dụng nước giếng cá nhân đã cho thấy không có liên hệ gì giữa tần xuất NHL và mức nitrat trong nước giếng Tuy nhiên, không giống các nguồn nước công cộng, không có các ghi chép kéo dài nào về các nồng độ nitrat trong các giếng cá nhân cả Nồng độ nitrat trong nước giếng chỉ được

đo một lần, tại thời điểm nghiên cứu, đã gây khó khăn cho các nhà nghiên cứu trong việc xác định nguy cơ gây ung thư do tiêu dùng nitrrat đối với những người sử dụng giếng nước cá nhân Hai mươi phần trăm các giếng cá nhân có mức nitrat vượt quá mức qui định của EPA Nhìn chung, những người dùng giếng cá nhân có vẻ như uống nước có chứa nồng độ nitrat cao hơn so với những người dùng nước công cộng bởi vì các giếng cá nhân được xây dựng đơn giản hơn và nông hơn

Trong nghiên cứu này các nhà nghiên cứu cũng ước tính lượng nitrat vào cơ thể thông qua nguồn thức ăn của từng người Lượng nitrat trong thức

ăn càng cao (hầu hết là từ rau xanh như rau dền, rau diếp, củ cải đường) thì nguy cơ mắc NHL càng thấp Phát hiện dường như đối nghịch này có thể được lý giải là do các tác dụng chống ung thư của các thành phần trong rau xanh như vitamin C và các caroten (các hợp chất liên quan đến vitamin A)

Rõ ràng có mối quan hệ phức hợp giữa tỷ lệ mắc ung thư với mức nitrat trong nước uống, mức nitrat/ nitrit trong thức ăn Phải hết sức thận trọng và nghiêm túc xem xét đầy đủ bằng chứng về các rủi ro đối với nitrat

ch¬ng II : C¬ së qu¸ tr×nh khö Nit¬ b»ng

ph¬ng ph¸p sinh häc

Trên trái đất, đa số nitơ nằm bất động trong đá và đất và do sự hoạt động của các vi sinh vật, nitơ được chuyển hoá thành các các muối hoà tan và được sinh vật sử dụng Sự chuyển hoá của nitơ trong môi trường phụ thuộc vào nhiều yếu tố ảnh hưởng như : pH, sự phân tầng nước, nhiệt độ, độ mặn Việc cung cấp nitơ và các chu trình vật chất trong tự nhiên phụ thuộc nhiều vào quá trình phân huỷ sinh học các hợp chất chứa nitơ trong môi trường Sự trao đổi và phân huỷ sinh khối khác nhau đáng kể giữa các nơi sống, kích cỡ và hoạt động sống của các quần xă vi sinh vật (VSV) và nấm Trong các môi trường nóng ẩm và có đủ oxy, sự phân huỷ và giải phóng chất dinh dưỡng diễn ra nhanh chóng (ở vùng nhiệt đới, thời gian tồn tại của cacbon trong lá cây là 3 tháng); rừng ôn đới từ 4-16 năm; trong khi đó ở các

hệ Bắc bán cầu có thể tới hơn 100 năm) Sự phân huỷ thường rất hạn chế bởi lượng nitơ có sẵn Tỷ lệ trung bình của C : N trong sinh khối VSV xấp xỉ 10 : 1; Thực vật có tỷ lệ C : N là 4080 : 1 nghĩa là có sự thiếu hụt nitơ; Động vật duy trì tỷ lệ C : N gần bằng tỷ lệ của VSV phân huỷ, gây phân hủy nhanh Trong đất, tỷ lệ C : N ổn định nhất là ~10

Theo Begon (1990), khi một chất có hàm lượng N < 1.21.3% được bổ sung vào đất thì bất kỳ ion NH4+ nào cũng được hấp thụ, còn khi các chất có hàm lượng N > 1.8% được bổ sung thì các ion NH4+ có xu hướng được giải phóng

Toàn bộ nitơ trong chu trình nitơ sinh học diễn ra chủ yếu qua hoạt động cố định đạm của các vi khuẩn sống trong cây, các tảo lục và các VK cộng sinh trong rễ của một số loài thực vật (ví dụ Rhizobium có ở trong nốt sần của rễ một số loài họ đậu) Những sinh vật này có khả năng chuyển hóa N2 thành NH4+, mặc dù chỉ chiếm tỷ lệ nhỏ dòng nitơ trên toàn cầu, quá trình

cố định đạm là nguồn cung cấp nitơ cao nhất cho cả 2 nơi sống ở cạn và ở nước NH4+ chỉ được cỏc thực vật sử dụng hạn chế, hầu hết nitơ được tớch lũy dưới dạng NO3- Việc chuyển húa nitơ hữu cơ gồm 4 giai đoạn:

• Amon húa: thủy phõn protein và oxy húa cỏc axit amin thành NH4+

• Nitrit húa: NH4+ tự do được oxy húa nhờ vi khuẩn sống trong cõy dưới đất (Nitrosomonas) và dưới biển (Nitrosococcus) từ N3- thành N3+, cho

NO2-

• Nitrat húa: NO2- được oxy húa tiếp do vi khuẩn Nitrobacter trong đất

và nước biển cho NO3- (thể N5-) Dưới dạng này nitơ được cỏc thực vật sống trờn cạn và dưới nước sử dụng

• Khử nitrat : trong điều kiện khụng cú oxy (ngập ỳng, cặn lắng ) sẽ diễn ra quỏ trỡnh khử nitrat Trong đú NO2- và NO3- được cỏc vi khuẩn

sử dụng làm chất nhận electron (chất gõy oxy hoỏ) và chuyển thành N2, trả lại nitơ cho khớ quyển Nitơ được cố định gần bề mặt đất cú thể bị mất do khử nitrat húa Quỏ trỡnh này xảy ra do cỏc vi khuẩn như Pseudomonas denitrificans Tuy nhiờn gần đõy cú rất nhiều bài bỏo nghiờn cứu núi rằng quỏ trỡnh khử nitrat cú thể xảy ra trong điốu kiện thiếu khớ

Theo Hardy và Havelka (1975), quỏ trỡnh cố định nitơ và khử nitrat cõn bằng trờn quy mụ toàn cầu và chiếm khoảng 2% tổng nitơ tuần hoàn

II.1 Quá trình nitrat hoá :

Hai nhóm vi khuẩn quan trọng trong quá trình nitrat hoá là

Nitrosomonas và Nitrobacter Ngoài ra còn có : Nitrosospira, Nitrosolobus và Nitrosovibrio cũng là vi khuẩn nitrat hoá.

Các nhóm vi khuẩn này là những sinh vật tự dỡng hiếu khí, chúng lấy năng lợng từ sự ôxy hoá hợp chất nitơ vô cơ và sử dụng CO2 để tổng hợp sinh

khối Mỗi loài có khả năng ôxy hoá nitơ tới mức độ nhất định Nitrosomonas,

Nitrosospira, Nitrosolobus và Nitrosovibrio có thể ôxy hoá NH3 thành NO2-

nhng không thể ôxy hoá hoàn toàn thành NO3- Trong khi đó, Nitrobacter lại

chỉ ôxy hoá NO2- thành NO3-

Trái với những vi sinh vật dị dỡng, vi khuẩn nitrat hoá tự dỡng phát triển rất chậm, tốc độ tăng trởng trên một đơn vị NH4+ hoặc NO2- bị ôxy hoá thấp Thời gian một thế hệ là 0.4ữ2.5 ngày đối với Nitrosomonas và 0.3ữ1.5 ngày đối

với Nitrobacter Sản lợng tế bào là 0,29gtế bào khô/gN ôxy hóa với Nitrosomonas và

0.08gtế bào khô/gN ôxy hóa với Nitrobacter Nhng cũng giống nh các vi sinh vật khác,

vi khuẩn nitrat hoá có thể sinh trởng ở tốc độ cực đại khi điều kiện môi trờng là tối u và không có các chất độc

Gần đây hàng loạt các loại vi khuẩn dị dỡng có khả năng ôxy hóa NH4+

và các hợp chất nitơ hữu cơ thành NO2-, NO3- đã đợc công bố Ví dụ:

Methylococcus capsulata, Methylomonas methanica, Methylosinus trichosporium, Pseudomonas methanicus, Thiosphaera pantotropha, Thiobacilus novellus

Đại diện đặc trng cho nhóm vi khuẩn dị dỡng đợc nghiên cứu kĩ nhất là

T.pantotropha do Gupta phân lập T.pantotropha không những có khả năng

ôxy hóa mạnh NH4+ và các hợp chất hữu cơ chứa nitơ thành NO2- và NO3- mà nó còn có khả năng khử NO2- và NO3- thành N2 [7, 13]

Các số liệu thu đợc gần đây cho thấy quá trình nitrat hóa nhờ các vi khuẩn dị dỡng có tầm quan trọng đặc biệt bởi nó dễ sinh trởng và phát triển ở mọi loại môi trờng, kể cả nơi giàu hay nghèo chất hữu cơ Mặc dù khả năng ôxy hóa NH4+ của các vi khuẩn dị dỡng nhỏ hơn từ 103- 104 khả năng ôxy hóa NH4+

của các vi khuẩn tự dỡng, song bù lại chúng lại có khả năng phát triển nhanh hơn rất nhiều lần Hơn nữa ngoài khả năng ôxy hóa NH4+, các vi khuẩn dị dỡng còn có cả enzim khử nitrat (nitrat reductaza) thành N2 ngay cả trong điều kiện

có O2 bởi vậy chúng cũng là các vi khuẩn lý tởng trong xử lý ô nhiễm môi trờng

do NH4+, NO2-, NO3-

Có 2 điều kiện cần phải đợc đáp ứng để quá trình nitrat hoá có thể xảy

ra Thứ nhất, tuổi bùn phải đủ cao để ngăn sự rửa trôi của bùn theo nớc trong hệ

thống bùn hoạt tính Thứ hai, thời gian tiếp xúc giữa vi khuẩn và amon phải đủ dài Ngoài ra các yếu tố nh DO, pH, nhiệt độ cũng ảnh hởng tới quá trình Vì vậy, để quá trình nitrat hoá đạt hiệu quả cao, cần tạo đợc môi trờng thích hợp cho sự phát triển của cả hai nhóm vi khuẩn nitrat hoá.

Trong quá trình nitrat hoá, NH4+ bị ôxy hoá theo 2 bớc:

NH4+ + 1,5 O2  Nitrosomon as→

2H+ + H2O + NO2- (1)

NO2- + 0,5 O2 Nitrobacte  r→NO3 − (2)

Năng lợng sinh ra từ phản ứng (1) và (2) tơng ứng đợc cung cấp cho

Nitrosomonas và Nitrobacter để tổng hợp sinh khối Trong đó, phản ứng (1)

sinh ra khoảng 58ữ84 kcal/mol NH3, phản ứng (2) sinh ra 15.4ữ20.9 kcal/mol

Do đó, Nitrosomonas nhận đợc nhiều năng lợng hơn Nitrobacter.

Tổng hợp quá trình chuyển hoá NH4+ thành NO3-:

II.1.3.1 ảnh hởng của nhiệt độ :

Nhiệt độ tối u cho quá trình sinh trởng của vi khuẩn nitrat hoá là 28ữ360C trong đó khoảng nhiệt độ chấp nhận đợc là từ 5ữ500C Tuy nhiên, khi nhiệt độ nhỏ hơn 150C tốc độ nitrat hoá diễn ra chậm và hầu nh vi khuẩn nitrat hoá không còn sinh trởng ở nhiệt độ nhỏ hơn 40C Nhiệt dộ quá cao làm biến tính

protein, gây chết vi sinh vật Khoảng nhiệt độ gây chết vi khuẩn Nitrosomonas

Nitrosomonas trong bùn hoạt tính :àmax =0,18 * e0,116(T-15)

Nitrobacter trong nớc sông :àmax = 0,79 * e 0,69(T-15)

II.1.3.2 ảnh hởng của DO :

Vì quá trình nitrat hoá là quá trình hiếu khí nên đòi hỏi sự có mặt của

ôxy Theo tính toán ở phần trên, DO = 4,6 mg/mg N-NH4+ chỉ là vừa đủ để sử dụng cho quá trình nitrat hoá Trong hầu hết các hệ thống xử lý, ôxy còn đợc sử dụng để ôxy hoá các chất khác ngoài NH3 trong nớc thải, do đó tổng lợng ôxy thực tế là cao hơn

Nồng độ ôxy hoà tan có ảnh hởng quan trọng tới tốc độ sinh trởng của vi

khuẩn nitrat hoá và tốc độ quá trình nitrat hoá trong hệ thống xử lý nớc thải sinh hoạt Khi DO là chất nền giới hạn sự tăng trởng của vi sinh vật thì ảnh hởng của DO tới tốc độ tăng trởng riêng của vi sinh vật đợc biểu diễn theo phơng trình Mônod nh sau :

àN = DO DO

KO n

n , + max, *

à DO : Nồng độ ôxy hoà tan , mg/l

K O,n : Hằng số bán tốc độ độ , mg/l Giá trị hằng số bán tốc độ KO,n của quá trình nitrat hóa đợc nhiều tác giả khác nhau xác định có giá trị trong khoảng 0.15ữ2 mg/l Kết quả của một số tác giả đợc cho bởi bảng sau :

Vi sinh vật K O,n ,

mg/l

Tác giả

Nitrosomonas

0,3 0,25 0,5

Loveless và Painter (1968)

Peeters (1969) Laudelot (1976)

Nitrobacter

1,840,72

Peeters (1869) Laudelot (1976)

II.1.3.3 ảnh hởng của pH :

Theo một số tài liệu, giá trị pH tối u cho quá trình nitrat hoá là trong khoảng 8ữ9 Thông thờng tốc độ quá trình nitrat hóa giảm khi pH giảm

Bằng cách xác định tốc độ quá trình nitrat hóa, Meyerhof (1916) tìm thấy

pH tối u cho hoạt động của Nitrosomonas là khoảng 8.5ữ8.8 và cho Nitrobacter

là 8.3ữ9.3 Hofman (1973) bằng cách tơng tự tìm thấy pH tối u cho cả hai loài

vi khuẩn là 8.3 và xác định rằng tốc độ quá trình nitrat hóa gần nh bằng 0 ở pH bằng 9.6 Wild (1964) kết luận pH tối u cho quá trình nitrat hóa là 8.4 và trong khoảng từ 7.8ữ8.9 tốc độ quá trình nitrat đạt 90% tốc độ cực đại Trong điều kiện pH <7.0 hoặc > 8.9 tốc độ quá trình nitrat chỉ bằng 50% tốc độ cực đại Painter (1972) xác định quá trình nitrat hóa giảm khi pH < 6,7 và dừng hẳn khi

pH trong khoảng 5-5,5

Các kết quả trên xác định trong trờng hợp quá trình nitrat hóa đợc tiến hành riêng Trong trờng hợp kết hợp quá trình nitrat hóa và phản nitrat hóa thì

pH tối u là khoảng 7ữ8

II.2 Quá trình phản nitrat hoá :

Phản nitrat là quá trình khử NO3+ thành khí N2 theo 4 giai đoạn nh sau :

NO3- → NO2- → NO (k) → N2O (k) → N2(k)

Trong đó NO2- , NO , N2O là sản phẩm trung gian và mỗi giai đoạn của quá trình đợc xúc tác bởi 1 hệ enzym khác nhau Quá trình này còn đợc gọi là quá trình dị hoá

Khác với quá trình nitrat hoá , số lợng vi khuẩn có thể thực hiện quá trình phản nitrat hoá tơng đối phong phú Có ít nhất 14 chủng vi khuẩn đợc biết là có

khả năng phản nitrat hoá Ví dụ nh chủng: Bacillus , Pseudomonas ,

Methanomonas , Paracocus , Spirillum , Thiobacillus

Hầu hết vi khuẩn phản nitrat hoá là vi khuẩn hô hấp tuỳ tiện, chúng có thể sử dụng O2 hoặc NO3 làm chất nhận điện tử cuối cùng trong quá trình hô hấp, trờng hợp vi khuẩn sử dụng ôxy làm chất nhận điện tử trong quá trình hô hấp gọi là hô hấp hiếu khí , còn trờng hợp vi khuẩn sử dụng NO3- hoặc NO2- gọi

là hô hấp thiếu khí Cơ chế của 2 quá trình là tơng tự nhau, sự khác nhau duy nhất giữa hô hấp hiếu khí và hô hấp thiếu khí là enzym xúc tác cho sự vận chuyển điện tử O2 phải đợc loại trừ để tạo điều kiện cho quá trình phản nitrat hoá diễn ra Nếu cả O2 và NO3- cùng có mặt thì vi sinh vật sẽ sử dụng O2 làm chất nhận điện tử do hô hấp hiếu khí sinh ra nhiều năng lợng hơn hô hấp thiếu khí

Các vi sinh vật cần nitơ để tổng hợp protein, nguồn nitơ vi sinh vật có thể

sử dụng trực tiếp trong tổng hợp là NH4+ Trong trờng hợp không sẵn có nguồn

NH4+, một số vi sinh vật có khả năng khử NO3- thành NH4+ để sử dụng Khi đó một phần nitơ đã đợc chuyển vào trong tế bào, quá trình khử nitơ kiểu này đợc gọi là “khử nitrat do đồng hoá “

Phần lớn vi khuẩn phản nitrat hoá là vi khuẩn dị dỡng tức là chúng cần nguồn cacbon hữu cơ để tổng hợp tế bào, chỉ có một số ít vi khuẩn nitrat hoá là

vi khuẩn tự dỡng, sử dụng nguồn cacbon vô cơ để tổng hợp tế bào Ví dụ : Loài

Thiobaccillus denitrificans có khả năng ôxy hoá lu huỳnh nguyên tố lấy năng

lợng và sử dụng nguồn cacbon từ CO2 hoà tan hoặc HCO3- để tổng hợp tế bào

II.2.1.1 Cơ chế của quá trình :

Phơng trình phản ứng mô tả quá trình phản nitrat hoá phụ thuộc vào nguồn cacbon sử dụng Với NO3- là chất nhận điện tử và nguồn Cacbon là metanol , axit acetic , mêtan và nớc thải ta có các phản ứng sau :

OH- + CO2 →

HCO3-Khi đó các phản ứng đồng hoá và dị hoá nitơ là nh sau:

Dị hóa nitơ :

Khử NO3- thành NO2 :3NO 3- + CH3OH → 3NO2- + H2O + H2CO3

Khử NO2- thành N2 : 2NO 2- + CH3OH + H2CO3 → N2 + 2HCO3- +2H20Khử NO3- thành N2 :6NO 3-+5CH3OH+H2CO3 → 3N2+8H2O + 6HCO3-

→ 0.04 C5H7 NO2 + 1.23 H2O + 0.48N2 + HCO3Trờng hợp có mặt ôxy vi khuẩn sẽ u tiên sử dụng ôxy làm chất nhận điện

-tử, phản ứng xảy ra :

O 2 + 0.93 CH 3 OH + 0.056 NO 3

-→ 0.056 C5H7NO2+1.04H2O+ 0.59 H2CO3 + 0.056 HCO3

-Theo lý thuyết lợng metanol cần thiết để khử NO3- trong trờnghợp không

kể đến tổng hợp tế bào là 1.9 mg CH3OH/mg NO3- Nếu kể cả tổng hợp tế bào, lợng metanol cần thiết tăng lên là 2.47 mg CH3OH/mg NO3-

Tính toán tơng tự với lợng metanol cần thiết để khử NO2 và O2 có công thức tính tổng lợng metanol cần thiết nh sau :

Cm = 2,47 NO3- -N + 1,53 NO2 -N + 0,87 DO

Cm : nồng độ metanol cần thiết , mg/l

NO3- -N : nồng độ NO3- -N đợc khử , mg/l

NO2- -N :nồng độ NO2- -N đợc khử , mg/l

DO : oxy hoà tan đợc khử , mg/l

trình phản nitRat hoá :

II.2.2.1 ảnh hởng của DO :

Quá trình phản nitrat hoá xảy ra khi NO3- đợc vi sinh vật sử dụng làm chất nhận điện tử trong phản ứng ôxy hoá chất hữu cơ thu năng lợng Nếu trong môi truờng có ôxy, vi sinh vật sẽ u tiên sử dụng ôxy làm chất nhận điện tử, khi

đó quá trình phản nitat hoá bị cản trở ảnh hởng của lợng ôxy hoà tan tới tốc độ quá trình phản nitat hoá có thể biểu diễn bằng phơng trình động học Monod :

àd=

s K

s

O OA

Nhiều nghiên cứu đã chỉ ra rằng nồng độ ôxy hoà tan là 1ữ2 mg/l không

ảnh hởng tới quá trình phản nitrat hoá trong hệ thống lọc sinh học nhng trong hệ thống bùn hoạt tính thì nồng độ ôxy hoà tan nên nhỏ hơn 0.3 mg/l

II.2.2.2 ảnh hởng của nhiệt độ:

Quá trình phản nitat hoá có thể xảy ra trong khoảng 5ữ35 oC Nhiều loài

vi khuẩn phản nitrat hoá dễ thích nghi với sự thay đổi nhiệt độ Do đó điều quan trọng là xem xét sự khác nhau giữa ảnh hởng của nhiệt độ trong thời gian dài và thời gian ngắn tới quá trình phản nitrat hoá

Tốc độ tăng trởng của vi sinh vật và tốc độ khử nitrat đều chịu ảnh hởng tác động của nhiệt độ Cần phân biệt 2 dạng phản ứng đối với nhiệt độ trong quá trình phản nitrat hoá Dạng phản ứng thứ nhất là phản ứng nhiệt độ tức thời (nhanh) có thời gian phản ứng thờng nhỏ hơn so với phản ứng nhiệt độ lâu dài Phản ứng nhiệt độ lâu dài là hỗn hợp của phản ứng tức thời và sự thích nghi của

II.2.2.3 ảnh hởng của nồng độ cacbon

ảnh hởng của nồng độ cacbon tới tốc độ phản nitrat hoá cũng đợc mô tả bằng phơng trình động học Monod sử dụng metanol làm nguồn cung cấp cacbon, phơng trình nh sau :

àd=

M K

M

M

d* + max,

nitrat hoá có giá trị cao nhất trong khoảng 7.0 ữ7.5

Tác động của pH tới quá trình phản nitrat hoá cũng phụ thuộc vào thời gian tác động Tác động của pH trong thời gian ngắn là đáng quan tâm hơn cả vì pH thờng thay đổi trong thời gian dài

Trong quá trình kết hợp nitrat hoá phản nitrat hoá pH thờng ổn định do quá trình phản nitrat hoá sinh ra axit nhng đợc trung hoà bởi kiềm do quá trình phản nitrat hoá sinh ra

II.3 quá trình mới trong xử lý nitơ :

Hiện nay có rất nhiều các nghiên cứu mới chỉ ra có nhiều quá trình mới trong xử lý nitơ bằng phơng pháp sinh học là quá trình CANON & ANAMOX

ở đây, trong khuôn khổ thời gian có hạn chúng tôi ở đây chỉ xin trình bày về quá trình Anamox

Quá trình oxi hoá amon yếm khí ANAMOX (Anaerobic Ammonia

Quá trình quá trình oxi hoá amoni yếm khí, NO2- đóng vai trò nh chất nhận điện tử :

PTHH cho tổng hợp quá trình : NH4++NO2- →N2+H2O

Nghiên cứu đầu tiên về quá trình oxi hoá amoni hiếu khí là nghiên cứu về

vi khuẩn nitrat hoá hơn một trăm năm trớc do Winogradsky năm 1890 và một

số giải thích hoá sinh của quá trình đã đợc hai nhà bác học Kluyver và Don ker năm 1926 mô tả Những vi sinh vật oxi hoá amoni yếm khí đã bị lãng quên suất một thời gian dài

Thí nghiệm đầu tiên để xác nhận quá trình oxi hoá amoni yếm khí đợc trình bày và có bằng sáng chế do Mulder (1992,1995) Vi sinh vật của quá trình này đợc xác minh và trong quá trình này nitrit đợc xem nh chất nhận điện

tử Hydroxylamone và hydrazine là những chất trung gian quan trọng

Mặc dù ở gần điều kiện tối u nhng tốc độ phát triển rất thấp ( thời gian tăng gấp đôi lớn hơn 3 tuần ) Vi vậy, ngời ta sử dụng thiết bị khử amon rất hiệu quả để tạo đủ sinh khối Hệ thống SBR đợc lựa chọn cho dự định và đợc tối u

hơn nữa cho số lợng nghiên cứu anammox Sinh khối đã đợc nuôi trong hệ thống đợc sử dụng để xác định một vài thông số sinh lý quan trọng Việc sử dụng môi trờng cho sự phát triển hoàn toàn tự dỡng trong hệ thống SBR cho sự tăng trởng ổn định và trong điều kiện bền vững Sinh khối trong dòng này chứa hơn 70% vi khuẩn quan tâm, vi khuẩn lạ đợc tách ra nhờ quá trình li tâm

Cơ chế của quá trình : thể hiện ở hình 1

II Hình 1 : Cơ chế của quá trình ANAMOX.

Cơ chế hoá sinh của quá trình oxi hoá amoni hiếu khí của vi hkuẩn

Nitrosomonas europaea đã đợc nghiên cứu khá kỹ (Hooper 1997) với các

trọng tâm chính là enzym amoni monooxygenaza và hydroxylamin oxidoreductaza (HAO)

Trong thí nghiệm với sự có mặt của amoni, hydroxyl amin, nitrit và hydrazine (N2H4) chất này là chất trung gian quan trọng của quá trình anammox Nhờ có một lợng nhỏ nitrit (lớn hơn 0,1mg/l) khơi mào cho quá trình oxi hoá amon yếm khí, nitrit nhận 4 điện tử để tạo ra hydroxylamin sau

đó hydroxylamin lại kêt hợp với NH3 để tạo ra hydrazine giải phóng ra phân tử khí nitơ và đồng thời sinh ra 4 điện tử để tiếp tục một chu trình mới

hydroxylamin ammoxidans đợc tìm thấy ở bên trong màng (vùng danh giới)

giữa nguyên sinh chất, vùng này chiếm hơn 30% thể tích tế bào, chúng có vai

trò quan trọng trong quá trình dị hoá của B.anammoxidans và vì vậy ngời ta

đặt tên là anammoxosome anammoxosome“ ” tự nhiên có chứa nhiều enzym phức tạp trong sự làm thay đổi nitrit và hydramine

chơng III : phơng pháp khử Nitơ trong nớc

2 NH4+ + 3 Cl2 = N2(k) + 6 Cl- + 8 H+

Theo phản ứng này, cần có 7,6 mg Cl2/mg NH4+-N để ôxy hóa NH4+

thành khí N2 Vì có một phần NH4+ đợc chuyển hóa thành NO3- và các dạng nitơ

ôxy hóa khác nên lợng clo thực tế phải đa vào thờng khoảng 10 mg Cl2/ mg

NH4+-N Một điều quan trọng cần phải chú ý là quá trình clo hóa sinh ra lợng axit đáng kể (axit HCl ) cần phải đợc trung hòa Lợng axit này sẽ tiêu thụ độ kiềm với tỉ lệ 10,7 mg CaCO3/ mg NH4+-N Đối với các nhà máy xử lý nớc thải thông thờng sử dụng phơng pháp clo hóa để xử lý những dòng chứa 20 mg

NH4+-N/l cần 152 mg Cl2/l và tiêu thụ 214 mg CaCO3/l [1]

Ưu điểm :

+Kiểm soát đợc quá trình

+Có thể kết hợp đợc với quá trình khử trùng nớc cấp

+Không tốn diện tích mặt bằng

Nh

ợc điểm :

+Chi phí vận hành cao vì phải tiêu tốn nhiều Clo (Cl2), tốn nhiều hoá chất

để điều chỉnh pH để cho pH >7 (pHopt =7,0 – 7,5)

+Trong nớc có mặt các chất khử dạng hữu cơ hoặc vô cơ sẽ phản ứng với

Cl2 để sinh ra các sản phẩm phụ có hại cho sức khoẻ con ngời nh : hợp chất halogen hữu cơ, thông thờng là các trihalomethane nh chloroform (CHCl3), ammonium trichloride Ngoài ra bản thân Cl2 cũng là một khí độc có hại cho sức khoẻ con ngời.

+Không khử đợc nitơ ở dạng NO2- và NO3-

+Gây ô nhiễm thứ cấp

Tại pH = 7, hầu nh chỉ có NH4+ tồn tại Khi pH tăng cân bằng trong

ph-ơng trình (1) sẽ chuyển dịch sang phải, về phía tạo thành NH3 Và khi pH lớn hơn giá trị của pKa (pH > 9,5) lợng NH3(l) sẽ đợc tạo thành đáng kể, cân bằng trong phơng trình (2) sẽ chuyển dịch sang phải, NH3 đợc giải phóng ra không khí.Trong phơng pháp này thờng dùng Ca(OH)2 để điều chỉnh pH

Nh

vậy :Qúa trình khử nitơ bằng phơng pháp này bao gồm việc tăng pH

của nớc để nitơ tồn tại phần lớn ở dạng NH3 (l)(theo phơng trình 1) và tăng sự tiếp xúc giữa nớc với không khí để tạo điều kiện cho NH3 đợc giải phóng vào không khí (theo phơng trình 2 )

Ưu điểm :

+Đơn giản,rẻ tiền và ta có thể kiểm soát đợc quá trình

+Qúa trình loại bỏ đợc NH3 mà không tạo ra các chất ô nhiễm thứ cấp trong nớc

Nh

ợc điểm :

+Quá trình chính để loại nitơ, quá trình chuyển NH3(l) thành NH3(k) lại phụ thuộc rất nhiều vào nhiệt độ (khó thực hiện đợc ở nhiệt độ thấp)

+Khi dùng vôi để tăng pH thờng tạo cặn bám vào vật liệu lọc làm tăng trở lực quá trình.

+Trong nớc thải, các hợp chất Nitơ không chỉ tồn tại ở dạng amoni, mà còn tồn tại ở dạng NO3-, NO2- Chính vì vậy xử lý bằng phơng pháp này cha triệt

để

+Quá trình chuyển hoá NH4+ thành NH3(kh) đã làm ô nhiễm không khí

Nguyên tắc :

Nớc cần xử lý đợc đi qua bề mặt nhựa ,khi đó xảy ra quá trình thế chỗ giữa ion(cần loại bỏ) trong nớc vvà ion loại khác trên bề mặt nhựa

Trong thời gian gần đây,ngời ta đã chế tạo một số loại nhựa trao đổi ion

có độ chọn lọc cao đối với hợp chất chứa Nitơ nh Clinoptilolit , Thứ tự chonk lọc trao đổi ion của các ion tuân theo dãy sau:

+Hiệu quả cao

+Có thể tái sử dụng nhựa trao đổi ion bằng cách thực hiện quá trình nhả hấp phụ(thờng ngâm trong dung dịch muối bão hoà)

Nh

ợc điểm :

+Chi phí vận hành cao

+Khi tích tụ quá nhiều các cation sẽ làm giảm tốc độ loại bỏ

+Không áp dụng cho nguồn nớc có nhiều cặn lơ lửng

III.3 Phơng pháp sinh học :

Ngời ta thờng chia ra làm hai loại : phơng pháp xử lý trong điều kiện tự nhiên và phơng pháp xử lý trong điều kiện nhân tạo [2]

Cơ sở của phơng pháp này là dựa vào khả năng tự làm sạch của đất và của nớc Việc xử lý nớc thải thực hiện trên các công trình nh : cánh đồng lọc, cánh đồng tới và các hồ sinh học

Quá trình xử lý nớc thải thực hiện trên cánh đồng lọc và cánh đồng tới Thực chất là khi cho nớc thải thấm qua lớp đất bề mặt thì cặn đợc giữ lại ở

đáy,nhờ có oxy và các vi sinh vật hiếu khí mà quá trình oxyhoa đợc diễn ra Nh vậy sự có mặt của oxy không khí trong mao quản của đất đá là điều kiện cần thiết trong quá trình xử lý nớc thải Càng sâu xuống lớp đất phía dới lợng oxy cầng ít và quá trình oxy hoá giảm dần Cuối cùng cho đến một độ sâu mà ở đó chỉ diễn ra quá trình phản nitrat Thực tế cho thấy quá trình xử lý nớc thải qua lớp đất bề mặt diễn ra ở độ sâu tới 1,5 m Cho nên cánh đồng lọc và cánh đồng tới thờng xây dựng ở những nơi có mực nớc ngầm thấp hơn 1.5 m tính đến mặt

đất

Cơ sở của pphơng pháp là dựa vào khả năng tự làm sạch của thuỷ vực chủ yếu nhờ hoạt động của vi sinh vật và các thuỷ sinh vật khác mà các chất nhiễm bẩn bị phân huỷ thành các chất khí và nớc

Căn cứ theo đặc tính tồn tại và tuần hoàn của các vi sinh vật Ngời ta chia

ra 3 loại:Hồ hiếu khí, Hồ yếm khí, Hồ tuỳ tiện

Hồ hiếu khí: độ sâu 0,6-1,2m, tải trọng BOD= 300- 500 kg/ha.ngày, cần cấp khí nhân tạo dùng bơm hoặc khuấy cơ học, nếu tải trọng BOD= 100- 220kg/ha.ngày thì không cần cấp khí nhân tạo, nớc thải cần xử lý có BOD5<300mg/l thì cấp khí và thời gian lu nớc thải trong hồ là 5-12ngày thậm

chí 15ngày không cấp khí ,cung cấp khí 1- 3ngày.

Hồ yếm khí: Khả năng tải lớn, xử lý BOD5= 1000- 3000mg/l, tải trọng BOD= 800-4500kg/ha.ngày, độ sâu 2,5- 4,5m( vi khuẩn a nóng 55-600c, thời gian lu 5-50 ngày và hiệu quả xử lý đạt 60-80% vào mùa hạ , đạt 45-65% vào mùa đông

Hồ tuỳ tiện: Tác nhân sinh học là vi khuẩn yếm , vi khuẩn khí hiếu, tảo , các quá trình sinh học thờng là : yếm khí xảy ra trong nớc sâu lớp bùn đáy chuyển các hợp chất phân tử lợng lớn thành các phân tử có phân tử lợng nhỏ (các axit hữu cơ, các chất trung tính, aceton) Quá trình phân giải hiếu khí th-ờng xảy ra trên bề mặt nớc mặt, oxi hoá các sản phẩm, các axit hữu cơ, rợu thành CO2, H2O, H2S và NH3 CO2 làm nguyên liệu cho quá trình quang hợp, tảo đóng vai trò là tác nhân khử CO2 thành O2 cho quá trình oxi hoá và tạo ra sinh khối tảo và có thể xảy ra bùng nổ tảo Tải trọng BOD của hồ tuỳ tiện là 25-40 kg/ha.ngày có lúc đạt 50-60kg/ha.ngày Hiệu quả xử lý đạt 70- 95%, thời gian lu là 5-7 ngày

Thực tế ngời ta thờng sử dụng hồ hiếu khí và hồ tuỳ tiện Đặc điểm của các hồ này là tảo và các vi sinh vật khác cùng sinh trởng và phát triển ở lớp n-

ớc trên, các vi sinh vất hiếu khí sẽ sử dụng oxy hoà tan để hô hấp, các chất hữu cơ chứa nitơ sẽ đợc vi sinh vật oxy hoá thành CO2 , H2O, NH4+, NO3-, NO2- Các chất này sẽ đợc tảo sử dụng để tăng trởng đồng thời giải phóng ra oxy để phục

vụ cho hoạt động sống của vi khuẩn Đây là sự hợp tác có hiệu quả giữa Tảo và

Nguyên tắc là dựa vào hoạt động sống của các vi sinh vật nh quá trình sinh trởng, quá trình phát triển, quá trình trao đổi chất mà các chất ô nhiễm sẽ

bị chuyển hoá thành các dạng vô hại Tuy nhiên nó khác với phơng pháp tự nhiên ở chỗ : tạo ra điều kiện nhân tạo cho các vi sinh vật hoạt động

Trong thực tế ngời ta dựa trên cơ sở của quá trình nitrat hoá và phản nitrat hoá, từ đó đa ra các phơng pháp khác nhau để xử lý Các yếu tố ảnh hởng

đến quá trinh nitrat hoá và phản nitrat hoá nh : nhiệt độ, pH, sẽ trở thành các yếu tố công nghệ.

Đĩa lọc sinh học : là một dạng kỹ thuật xử lý hiếu khí

Đĩa lọc gồm một loạt các đĩa tròn, phẳng cùng nắp trên một trục, một phần các đĩa đợc đặt ngập vào nớc và quay chậm Trong quá trình đĩa quay chậm, các vi sinh vật có trong nớc sẽ bám lên bề mặt đĩa và hình thành một lớp màng và xảy ra quá trình hấp thụ chất ô nhiễm Phần không bị ngập trong nớc thì sẽ diễn ra quá trình oxi hoá bởi oxi không khí làm cho các chất hữu cơ bị phân huỷ và amon bị oxi hoá Quá trình chính xảy ra là phân huỷ hiếu khí các chất hữu cơ và oxi hoá amon ở phần không bị ngập nớc thải

Đờng kính đĩa :2ữ3 m, chiều dày mỗi đĩa :12ữ20mm, khoảng cách giữa

2 đĩa: 20mm, thời gian lu : 4ữ5h [4]

Nguyên tắc xử lý nớc thải là chuyển hoá chất ô nhiêm hữu cơ đang hoà tan trong nớc thải vào sinh khối vi sinh có thể tách ra khỏi nớc đợc Khởi đầu từ một con vi sinh vật sinh trởng do hấp thụ và tiêu hoá chất thải hữu cơ sẽ tăng sinh khối và lợng vi sinh mới lại tiếp tục hấp thụ các chất hữu cơ cho đến khi tất cả chất ô nhiễm hữu cơ này đều bị hấp thụ còn lại nớc sạch đã khử chất ô nhiễm Sinh khối cùng chất thải hữu cơ bị hấp thụ sẽ lắng kết xuống thành lớp bùn đáy và đợc loại bỏ ra bằng các thiết bị chuyên dụng

Có rất nhiều hệ thống khác nhau sử dụng kỹ thuật này nh : hệ thống bể aeroten, hệ thống SBR Hệ thống SBR đợc chúng tôi lựa chọn cho phần nghiên cứu trong báo cáo tốt nghiệp nàynên chúng tôi nói sâu hơn về hệ thống này

Hệ thống SBR : SBR là quy trình một bể đơn giản nhất, bao gồm đa nớc thải vào bể phản ứng và tạo ra các điều kiện cần thiết nh môi trờng anoxic, anaerobic, hay aerobic để cho vi sinh tăng sinh khối, hấp thụ và tiêu hóa các chất thải hữu cơ trong nớc thải Chất thải hữu cơ từ dạng hoà tan trong nớc thải

sẽ chuyển vào sinh khối-vi sinh và khi lớp sinh khối vi sinh này lắng kết xuống