Nghiên cứu mô hình hoá quá trình khử nitơ trong nước bằng phương pháp sinh học

Cố định Nitơ sinh học là quá trình vi sinh vật sử dụng năng lượng dự trữ của sản phẩm quang hợp để đồng hoá N2 thành NH3: N2 + 3H2 → 2NH3 Nitơ là một trong các nguyên tố đa lượng biến đổ

TRƯỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA HÀ NỘI

-

Nguyễn Viết Thành

Nghiên cứu mô hình hoá quá trình khử Nitơ trong

nước bằng phương pháp sinh học

LUẬN VĂN THẠC SĨ KỸ THUẬT

Công nghệ môi trường

Hà Nội – 2005

TRƯỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA HÀ NỘI

-

Nguyễn Viết Thành

Nghiên cứu mô hình hoá quá trình khử Nitơ trong

nước bằng phương pháp sinh học

LUẬN VĂN THẠC SĨ KỸ THUẬT

Công nghệ môi trường

NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC:

TS ĐẶNG XUÂN HIỂN

Hà Nội - 2005

CHƯƠNG 1

TỔNG QUAN VỀ NITƠ

1 1.CÁC DẠNG NITƠ TRONG TỰ NHIÊN

1.1.1 Nitơ trong địa quyển

Nitơ là nguyên tố đa lượng rất cần cho mọi vi sinh vật, không có nitơ thì không có bất kỳ một tế bào động, thực vật nào Trong đất hợp chất chứa Nitơ

có hoá trị –3 và +5 Hợp chất có mức độ oxy hoá khác nhau của Nitơ được gặp với số lượng nhỏ Amoniac ở dạng tự do thực tế trong đất không gặp, nó

là sản phẩm khi phân giải chất hữu cơ, được hoà tan nhanh vào nước

NH3+ H2O  NH4+ + OH-

Dạng Nitơ khoáng trong đất ngoài NH4+, NO3-, NO2- còn gặp các Nitơ oxit Hàm lượng dễ tiêu của chúng nhỏ, chỉ chiếm 1 –3% so với Nitơ tổng

gọi là quá trình amon hoá do vi sinh vật dị dưỡng (vi khuẩn hoặc nấm) thực hiện Đó là bước thứ nhất trong quá trình khoáng hoá có thể minh họa như sau:

C2H5NO2 + 3O2 + H+ → 2CO2 + NH4+ + H2O

NH4+ được hình thành có thể bị hấp thụ bởi keo đất và một phần dung dịch ở thế cân bằng Đồng thời NH4+ cũng có nhu cầu cho các cơ thể dị dưỡng khác để sinh trưởng gọi là quá trình tái sử dụng hay đồng hoá NH4+

NH4+ hình thành cũng được sử dụng bởi các vi sinh vật tự dưỡng (là những vi sinh vật nhận năng lượng từ các phản ứng hoá học để đồng hoá

CO2) Vi sinh vật này chuyển hoá NH4+ thành NO2- và NO3- gọi là quá trình Nitrat hoá NO3- được tạo ra là một anion không bị giữ bởi keo đất, tồn tại rất linh động trong dung dịch dễ mất khỏi đất do rửa trôi Tạo ra NO3- cũng là tiền đề cho quá trình phản nitrat hoá Mất Nitơ do quá trình phản nitrat hoá

được thực hiện do vi khuẩn kỵ khí sử dụng NO3- như chất nhận sản phẩm cuối cùng (thay thế cho O2) tạo ra sản phẩm cuối cùng là N2 [10]

Trong đất cũng thường xuyên xảy ra quá trình cố định Nitơ sinh học Theo Postgate (1978) hằng năm xâm nhập vào sinh quyển từ khí quyển 200Mt (mega tấn) nitơ so với sản xuất phần Nitơ toàn cầu là 30 Mt Cố định Nitơ sinh học là quá trình vi sinh vật sử dụng năng lượng dự trữ của sản phẩm quang hợp để đồng hoá N2 thành NH3:

N2 + 3H2 → 2NH3 Nitơ là một trong các nguyên tố đa lượng biến đổi phức tạp trong đất có

ý nghĩa nhất đối với độ phì của đất và cả về khía cạnh môi trường

1.1.2 Nitơ trong khí quyển

Phân tử Nitơ là thành phần chính trong khí quyển, dưới tác dụng của các tia sóng rất ngắn ( < 100 nm) có thể xảy ra các phản ứng quang hoá phức tạp với sự tạo thành nguyên tử nitơ hoạt hoá như sau:

N2+ + O2 → NO+ + NO

NO+ + e- → N0 + O

nghĩa rất lớn Nó xuất hiện do quá trình oxy hoá N2 với O2 dưới ảnh hưởng của việc phóng điện trong khí quyển:

sinh (quá trình phân huỷ các chất hữu cơ bằng vi khuẩn trên bề mặt trái đất,

quá trình khử nitrat bằng sinh học) Khi N2O khuyếch tán lên tầng bình lưu và

hấp thụ các tia tử ngoại sóng ngắn thì ta có chuỗi phản ứng sau: [1]

NO2 + OHO → HNO3

NO2 + HO2 → HO2NO2

3NO2 + H2O → 2 HNO3 + NO

N2O5 + H2O → 2 HNO3 (tạo mưa axít)

khí quyển ở tầng bình lưu Khi mưa rơi xuống đất sẽ tạo Nitrat, quá trình khử

nitrat bằng phương pháp sinh học sẽ sinh ra N2 và lại đi vào trong khí quyển tạo thành vòng tuần hoàn Nitơ trong khí quyển

1.1.3 Nitơ trong thuỷ quyển

1.1.3.1 Nitơ trong nước thiên nhiên

Các hợp chất chứa Nitơ xâm nhập vào nước thiên nhiên từ các chất thải sinh hoạt và công nghiệp có chứa chất hữu cơ chủ yếu là protein Protein (hợp chất có chứa Nitơ) với tác dụng của vi khuẩn biến thành ion amoni (NH4+) Ion amoni dưới tác dụng của vi sinh vật tự dưỡng hiếu khí Nitromonas được chuyển hoá thành NO2- Đến lượt NO2- dưới tác dụng của vi sinh vật tự dưỡng hiếu khí Nitrobacter được chuyển hoá thành NO3- [1]

NO3- là chất phú dưỡng cho đất và cây xanh Ngoài quy trình ở trên, NO3 còn được bổ xung vào nước thiên nhiên do trong không khí chứa 72% Nitơ (N), khi gặp các đám mây tích điện, Nitơ bị oxy hoá thành N2O5; N2O5 kết hợp với hơi nước tạo thành axit nitric HNO3 có trong nước mưa Từ các kết quả nghiên cứu đã ghi nhận với lượng mưa trung bình, mỗi năm nước mưa có thể

I.1.3.2 Các dạng nitơ trong nước thải:

Nitơ có khả năng tồn tại bảy dạng ôxy hoá khác nhau có hoá trị từ –3 đến + 5, vì vậy nó tạo thành rất nhiều hợp chất Trong nước thải Nitơ có thể thấy ở bốn dạng: Nitơ hữu cơ, NH4+, NO2, và NO3 Trong nước thải, đầu tiên Nitơ sẽ kết hợp với các vật chất protein va ure như là các nitơ hữu cơ Sự phân huỷ

Nitrosomonas

Nitrobacter

-bởi các vi khuẩn dị dưỡng được biết đến như là sự amon hoá chuyển hoá nitơ

từ dạng Nitơ hữu cơ sang amoni

NH4+ Có thể tồn tại trong dung dịch ở cả hai dạng ion Amonium và Amonia không ion hoá Mối quan hệ giữa hai dạng phụ thuộc vào độ pH và

có thể biểu hiện theo công thức sau:

NH3 + H2O → NH4+ + OH

Amoni tự do hoặc không bị ion hoá có nồng độ trên 0.2 mg/l sẽ gây hậu quả cho một số loại cá đặc biệt Năm 1972 Các nhà bác học ở viện hàn lâm Quốc gia đã khuyên rằng nồng độ moni tự do trong nước cấp không được quá 0.02 mg/l để đảm bảo an toàn Tính độc của Amoniac sẽ không có vấn đề gì ở trong nước có độ pH dưới 8 và nồng độ của ammoniac nitrogen (NH4+-N) không quá 1 mg/l

Nitrite nitrogen (NO2--N) là hợp chất không bền và dễ bị oxy hoá thành nitrate nitrogen (NO3--N) Nó sẽ tồn tại dưới dạng hợp chất trung gian trong suốt quá trình oxy hoá Ammoniac nitrogen (NH4+-N) thành nitrate

1,0 mg/l Ở trong một số loại nước thải công nghiệp có chứa nồng độ nitrite nitrogen ở mức đáng kể

Nitrate nitrogen(NO3--N) có khả năng oxy hoá tạo thành Nitrogen Nitrate là một chất dinh dưỡng giới hạn quan trọng cho sự phát triển của tảo, tuy nhiên khi hàm lượng của nó vượt quá giới hạn cho phép, nó góp phần gây

ra hiện tượng phì dưỡng trong dòng suối và hồ Chính vì vậy, trong bất kỳ trường hợp nào, nó chỉ được xả với giới hạn cho phép để không gây ảnh hưởng đến sự phát triển quá mức của tảo Trong trường hợp là nước cấp sinh hoạt, nồng độ cho phép tối đa của nitrate là 10 mg/l

1.2 CHU TRÌNH CHUYỂN HOÁ NITƠ TRONG TỰ NHIÊN VÀ TRONG NƯỚC

Chu trình Nitơ trong tự nhiên được thực hiện bởi 4 quá trình cơ bản

và quá trình khử nitrat hoá Hình 1.1 mô tả các quá trình quan trọng nhất của vòng tuần hoàn nitơ trong tự nhiên Bên cạnh quá trình oxy hoá khử và những phản ứng axit bazơ là những quá trình hoá học nối hoặc phân tách liên kết N-

C Các phản ứng thuỷ phân ure và ôxy hoá vi sinh NH4+ trong quá trình amon hoá đều có thể bị hạn chế bởi hàng loạt các chất khác nhau và người ta đã ứng dụng các đặc điểm này để sử dụng tốt hơn các loại phân bón có chứa Nitơ Các quá trình nitrit và nitrat hoá sẽ bị ảnh hưởng bởi các vi khuẩn hoá sinh

trình biến đổi Nitơ (Nitrat hoá) biến đổi Nitơ vô cơ thành NO3- Quá trình khử nitrat hoá với sự có mặt các vi khuẩn hiếm khí, dị thể tác động tới N- NO3-

dưới những điều kiện không có ôxy Sản phẩm khử tạo thành là N2, N2O Quá trình cố định nitơ là quá trình nitơ không khí được cố định vào thực vật bởi các vi sinh vật cố định nitơ thông qua dạng amon Các protein trong mùn thực vật sau đó lại bị phân huỷ thành amino axit → amoni→ các dạng nitơ vô cơ khác Quá trình này được xem như là Nitơ dạng vô cơ trong không khí đi vào

hệ sinh vật rồi cuối cùng lại chuyển hoá về dạng vô cơ

Hình 1.1 Vòng tuần hoàn của Nitơ

1.3 ẢNH HƯỞNG CỦA NGUỒN NƯỚC BỊ NHIỄM NITƠ TỚI MÔI TRƯỜNG VÀ SỨC KHOẺ CỘNG ĐỒNG

Nước thải chứa nhiều hợp chất Nitơ không được xử lý mà thải trực tiếp vào môi trường sẽ gây ra những ảnh hưởng nghiêm trọng như sau:

- Làm ô nhiễm nguồn nước mặt

- Làm cạn kiệt ôxy hoà tan trong nước

- Gây nên hiện tượng phì dưỡng trong hệ sinh thái nước

- Gây độc đối với quần thể sinh vật trong nước

- Gây ô nhiễm nước ngầm

Hiện tượng phì dưỡng trong nước hay còn gọi là hiện tượng thuỷ triều

đỏ, chính là sự dư thừa các chất dinh dưỡng N, P, K trong nước dẫn tới sự phát triển bùng nổ của tảo và các động vật thuỷ sinh trong nước Sự phát triển của tảo và động vật thuỷ sinh sẽ làm cho nước có màu và độ đục cao Tảo dư thừa chất kết thành khối trôi nổi trên mặt nước, khi phân huỷ phát sinh mùi và làm giảm nồng độ ôxy hoà tan trong nước, ảnh hưởng trực tiếp đến đời sống của một số loài cá

Amoniac tồn tại trong nước ở dạng NH4+ Nó được sinh ra từ sự thuỷ phân các hợp chất hữu cơ chứa nitơ, protein, ure và axit uric do động vật thải

ra NH4+ có mặt trong nước thải góp phần đáng kể trong việc làm giảm lượng ôxy hoà tan trong nước

Hàm lượng NH4+ trong nước sinh hoạt cao sẽ kết hợp với clo tạo ta cloramin là tác nhân làm giảm quá trình khử trùng của nước bằng clo

NO3- sản phẩm oxy hoá của amoni khi tồn tại oxy và các vi sinh vật Nitrosomonas và Nitrosobacter, thường gọi quá trình này là quá trình nitrat hoá Trong nước tự nhiên nồng độ nitrat nhỏ hơn 5mg/l, ở vùng nước bị ô nhiễm do chất thải của con người, động vật, thực vật lượng nitrat trong nước lớn hơn 10 mg/l làm cho rong tảo phát triển gây ô nhiễm nguồn nước Khi

nồng độ nitrat từ 90 – 104 mg/l sẽ là nguyên nhân gây nên bệnh methomo- globinemia cho trẻ nhỏ dưới 4 tháng tuổi

1.4 CÁC PHƯƠNG PHÁP XỬ LÝ NITƠ TRONG NƯỚC

1.4.1 Phương pháp clo hoá đến điểm đột biến

Clo là một chất oxy hoá mạnh, ở bất cứ dạng nào, nguyên chất hay hợp chất khi tác dụng với nước đều tạo ra phân tử axit hypoclorit HClO HClO là chất duy nhất có khả năng oxy hoá NH3 và NH4+ ở nhiệt độ phòng thành N2 Quá trình này bao gồm một chuỗi các phản ứng phức tạp tạo ra các sản phẩm trung gian như monochloramin (NH2Cl), dichloramin (NHCl2) và amonium trichloride (NCl3)

Khi cho clo vào nước ta có phản ứng sau:

Cl2 + H2O  HCl + HClO Axit hypoclorit kết hợp với NH4+ tạo thành cloramin Khi nhiệt độ của nước lớn hơn 200C và pH >7 phản ứng xảy ra như sau:

NH2Cl + HClO → NHCl2 + H2O (dichloramin)

NHCl2 + HClO → NCl3 + H2O (amonium trichloride)

Khi cho clo vào nước với liều lượng lớn hơn theo tỉ lệ trọng lượng phân tử gam Cl: NH4+ = 1:1 (7,6 mg clo cho 1 mg NH4+) thì quá trình chuyển hoá

NH4+ và clo tự do thành chloramin sau 30 phút Khi cho tiếp clo vào nước với liều lượng Cl : NH4+  2 thì axít hypoclorit sẽ oxy hoá tiếp cloramin theo

phản ứng: [5][11]

NH2Cl + NHCl2 + HClO → N2O + 4HCl

NHCl2 + HClO → NCl3 + H2O

Quá trình kết thúc sau 30 phút khuấy trộn nhẹ Tại điểm oxy hoá hết cloramin

và trong nước xuất hiện điểm clo tự do gọi là điểm đột biến Sau khi khử hết

NH4+ trong nước còn lại điểm clo dư lớn (khoảng 10 - 7.6 = 2.4 mg clo dư cho 1 mg NH4+ cần khử) phải khử clo dư trước khi cấp cho người tiêu thụ

• Ưu nhược điểm của phương pháp:

Ưu điểm:

- Đơn giản, rẻ tiền về mặt thiết bị

- Kiểm soát được quá trình

- Có thể kết hợp với quá trình khử trùng nước

hoặc trong nước ở nhiệt độ 200C:

NH

NH+ = − +

25 9

10

4 3

Trong đó:

NH3 ở dạng khí có thể làm thoáng để khử ra khỏi nước

NH4+ ở dạng ion hoà tan không bay hơi

nhớt của nước giảm, sức căng bề mặt của các giọt nước và màng nước giảm, tạo điều kiện dễ dàng cho quá trình thay đổi bề mặt tiếp xúc giữa hai pha và

khống chế làm tăng nhanh hiệu quả khử khí [11]

Ưu điểm:

- Đơn giản chi phí vận hành thấp

- Có thể kiểm soát quá trình

- Không tạo ra chất ô nhiễm trong nước

Nhược điểm:

- Không khử được dạng NO2- và NO3-

- Phụ thuộc nhiều vào nhiệt độ

- Hiệu suất xử lý thấp

1.4.3 Phương pháp trao đổi ion

Quá trình trao đổi ion là một quá trình thuận nghịch trong đó xảy ra phản ứng trao đổi giữa các ion trong dung dịch điện ly với các ion trên bề mặt pha rắn tiếp xúc với nó Quá trình trao đổi ion tuân theo định luật bảo toàn điện tích, phương trình trao đổi ion được mô tả tổng quát như sau:

AX + B- → AB + X

-Phản ứng trao đổi ion là phản ứng thuận nghịch, chiều thuận được gọi là phản ứng trao đổi, chiều nghịch gọi là phản ứng tái sinh Mức độ trao đổi ion phụ thuộc vào: nhiệt độ, kích thước, hoá trị, nồng độ của ion trong dung dịch

và bản chất của ion trao đổi Nhựa trao đổi ion ở dạng rắn được dùng để thu những ion nhất định trong dung dịch và giải phóng vào dung dịch lượng tương đương các ion khác có cùng điện tích Để khử NH4+ ra khỏi nước người

ta thường dùng phương pháp lọc qua bể lọc cationit Nhựa trao đổi ion (cationit) là những hợp chất phân tử hữu cơ có chứa các nhóm chức có khả

-…, R là gốc hữu cơ phức tạp Khi qua bể trao đổi ion xảy ra các phản ứng

Cat-H+(Na+) + NH4+  Cat-NH4+ + H+ (Na+)

Về mặt cơ chế, quá trình trao đổi ion giữa một chất rắn xốp (trao đổi ion) trải qua các giai đoạn sau:

1 Di chuyển ion A từ nhân của dòng chất lỏng tới bề mặt ngoài của lớp biên màng chất lỏng bao quanh hạt trao đổi ion

2 Khuyếch tán các ion qua lớp biên giới

3 Chuyển các ion đã qua biên giới phân pha vào hạt nhựa trao đổi

4 Khuyếch tán ion A bên trong hạt nhựa trao đổi tới các nhóm chức năng trao đổi ion

5 Phản ứng hoá học trao đổi ion A và B

6 Khuyếch tán các ion B trong hạt nhựa trao đổi ion tới biên giới phân pha

7 Chuyển các ion B qua biên giới phân pha ở bề mặt trong của màng chất lỏng

8 Khuyếch tán các ion B qua màng

9 Khuyếch tán các ion B vào nhân dòng chất lỏng [2]

Các chất trao đổi ion có sẵn trong tự nhiên như các loại khoáng sét zeolit hoặc các chất vô cơ như alumino silicat, alumino photphat hoặc một số loại nhựa hữu cơ trao đổi ion Trên thị trường hiện nay có bán loại cationnit với tên gọi clinoptilotile có khả năng trao đổi chọn lọc các cation theo thứ tự sau:

K+ > NH4+ > Ba2+ > Na+ > Ca2+ > Fe3+ > Mg2+ > Li+Như vậy nếu cho nước đi qua bể lọc cationit loại clinoptilotile thì lớp lọc

sẽ giữ lại các Cation K+, NH4+, Ba2+ hoà tan trong nước trên bề mặt hạt và cho vào nước ion Na+ Để khử NH4+ phải giữ pH của nước đầu vào trong khoảng từ 4 8 Vì khi pH  4 hạt lọc cationit sẽ giữ lại cả ion H+ làm giảm hiệu quả khử NH4+ Khi pH > 8 một phần ion NH4+chuyển thành NH3 dạng khí hoà tan không tác dụng với cationnit

• Ưu nhược điểm của phương pháp

- Điều kiện vận hành đơn giản

- Hiệu suất xử lý cao

- Có khả năng hoàn nguyên nhựa cationit

Nhược điểm

- Chi phí ban đầu cao

- Không áp dụng với nguồn nước có nhiều cặn lơ lửng

1.4.4 Phương pháp ozon hoá với xúc tác Br

-Để khắc phục nhược điểm của phương pháp clo hoá đến điểm đột biến người ta có thể thay thế một tác nhân ôxy hoá khác như ozon với sự có mặt của xúc tác Br- Cơ chế của phương pháp xử lý NH4+ bằng ozon với xúc tác

Br- cũng giống như phương pháp xử lý dùng clo Dưới tác dụng của O3 thì Br

-bị ôxy hoá thành BrO- theo phản ứng sau: [11]

xử lý Nitơ bằng phương pháp sinh học là phương pháp phổ biển nhất và được

sử dụng rất rộng rãi Tính nổi bật của phương pháp này là thực hiện dễ dàng,

xử lý triệt để các chất ô nhiễm mà không tạo ra các chất ô nhiễm thứ cấp khác sau quá trình xử lý Phương pháp xử lý sinh học được chia ra làm hai loại chính là:

- Xử lý sinh học trong điều kiện tự nhiên (hồ sinh học, cánh đồng lọc)

- Xử lý sinh học bằng phương pháp nhân tạo (SBR, biofin)

1.4.5.1 Phương pháp xử lý trong điều kiện tự nhiên

Cơ sở của phương pháp là dựa vào khả năng tự làm sạch của nước, chủ yếu là các vi sinh vật sống trong nước và các động vật thuỷ sinh Các chất bẩn hữu cơ có trong nước được các vi sinh vật phân huỷ thành các chất khoáng vô

cơ Quá trình phân huỷ bao gồm cả quá trình phân huỷ hiếu khí và phân huỷ thiếu khí Trong thực tế người ta thường xử lý nước nhiễm Nitơ bằng hồ hiếu khí hoặc tuỳ tiện Đặc điểm của hồ này là tảo và các vi sinh vật khác cùng sinh trưởng và phát triển trong mối quan hệ cộng sinh Ở lớp trên, các vi sinh vật sẽ sử dụng ôxy hoà tan để hô hấp, các chất hữu cơ chứa nitơ sẽ được vi sinh vật ôxy hoá thành CO2, H2O, NH4+,, NO3-, NO2- chỉ là quá trình chuyển tiếp sau khi sinh ra ngay lập tức bị chuyển hoá thành NO3- Các chất này sẽ được tảo sử dụng để tăng trưởng đồng thời giải phóng oxy để phục vụ cho hoạt động sống của vi khuẩn Vì nitơ chiếm 8-10% thành phần tế bào của tảo nên việc hấp thụ nitơ của tảo từ nước thải là cơ chế quan trọng để loại bỏ

nguồn nitơ ô nhiễm trong nước thải [2]

I.4.5.2 Xử lý trong điều kiện nhân tạo

Các giai đoạn biến đổi chính bao gồm:

- Quá trình nitrat hoá: xảy ra các phản ứng sau:

- Tổng hợp quá trình chuyển hoá NH4+ thành NO3

-NH4+ + 2O2 → NO3- + 2H+ + H2O

- Quá trình phản nitrat hoá:

Là sự khử NO3- thành N2 trong điều kiện không có ôxy theo quá trình sau:

-Phương pháp sinh học xử lý nước trong điều kiện nhân tạo có hai phương pháp chính là quá trình lọc sinh học và kỹ thuật SBR

a) Quá trình lọc sinh học:

Xử lý Nitơ trong nước thải bằng lọc sinh học là dạng xử lý hiếu khí, trong đó các tác nhân sinh học (vi sinh vật) tạo màng sinh học bám trên bề mặt vật liệu lọc (môi trường lọc)

Nguyên lý hoạt động của hệ thống lọc sinh học:

Hệ thống lọc sinh học thường làm việc theo nguyên tắc ngược chiều:

- Nước thải được phân phối đều trên bề mặt và thấm qua lớp vật liệu có màng sinh học

- Lượng oxy cần thiết cho quá trình ôxy hoá được cấp vào hệ thống từ đáy thiết bị một cách tự nhiên hoặc cấp khí cưỡng bức

Cơ chế quá trình lọc sinh học được minh hoạ bằng hình vẽ:

Hình 1.2: Cơ chế khuyếch tán qua màng sinh học[2]

Màng sinh học được hình thành chủ yếu là vi khuẩn Mặc dù lớp màng này rất mỏng, song cũng có hai lớp: lớp yếm khí ở sát bề mặt đệm và lớp hiếu khí ở ngoài Thời gian lưu của màng thường từ 10 14 ngày Khi các tế bào vùng yếm khí chết, màng sẽ tách ra khỏi vật liệu lọc và cuốn theo nước Lọc sinh học thường có hiệu quả ôxy hoá thấp, các hệ thống lọc chỉ có thể xử lý được nước thải có hàm lượng chất ô nhiễm <300mg/l Tuỳ theo tính chất

Dòng nước thải

Không khí

Sản phẩm cuối

DO

CHC cacbon

Vùng hiếu khí

Vùng yếm khí

Vật

liệu

đệ

m

nước thải, bản chất các chất ô nhiễm đặc trưng và vật liệu lọc mà hệ thống có hiệu quả ôxy hoá khác nhau

Vật liệu lọc:

Vật liệu lọc giúp màng sinh học bám tốt trên bề mặt, tạo diện tích ôxy hoá lớn Để đảm bảo cho quá trình đạt hiệu quả cao và kinh tế, vật liệu lọc được chọn phải đáp ứng được những yêu cầu sau:

- Có tính bền cơ, hoá học cao

- Có bề mặt riêng lớn, độ thoáng cao

- Chất liệu cho màng sinh học dễ bám dính và không ảnh hưởng tới chất

lượng của màng sinh học

- Rẻ tiền, dễ kiếm

b) Phương pháp sbr(Bể aeroten khuấy trộn theo mẻ)

Để xử lý nước thải chứa nitơ người ta thường xử dụng bể aeroten khuấy trộn hoàn chỉnh nuôi cấy theo mẻ Bể aeroten khuấy trộn hoàn chỉnh là hệ thống xử lý bằng cấp khí nhân tạo Trong quá trình xử lý, các vi sinh vật sinh trưởng, phát triển và tồn tại ở trạng thái huyền phù Quá trình xử lý nước thải được thực hiện trong bể ôxy hoá có cấp khí Việc xục khí ở đây đảm bảo hai yêu cầu của quá trình:

- Đảm bảo độ ôxy hoà tan cao giúp cho vi sinh vật thực hiện quá trình ôxy hoá các chất có thể ôxy hoá sinh học được

- Duy trì bùn hoạt tính ở trạng thái lơ lửng trong nước cần xử lý, tạo ra hỗn hợp lỏng huyền phù, giúp vi sinh vật tiếp xúc liên tục với các chất hữu cơ hoà tan trong nước, thực hiện quá trình hiếu khí làm sạch nước

Khi xử lý nước thải chứa nitơ người ta cấp khí sao cho chia bể aeroten thành các vùng hiếu khí và thiếu khí Vùng hiếu khí Aerobic khử BOD và

NH4+, vùng thiếu khí khử NO3- thành khí nitơ bay lên xem sơ đồ hình 1.2

Hiệu suất xử lý nước thải trong bể aeroten và chất lượng bùn hoạt tính phụ thuộc vào thành phần và tính chất nước thải, điều kiện thuỷ động học các

quá trình khuấy trộn, nhiệt độ, độ pH của nước thải, sự tồn tại các nguyên tố dinh dưỡng và các yếu tố khác

Hình 1.3 Sơ đồ công trình xử lý kết hợp khử BOD, NH4 + , NO3 - [6]

Bảng 1.1 Ưu nhược điểm của các phương pháp xử lý nitơ

Clo hoá đến

điểm đột biến

Đầu tư vốn ban đầu thấp, mặt bằng đặt thiết bị nhỏ

Dư lượng clo sau xử lý cao, tạo

ra nhiều chất độc hại thứ cấp Không ôxy hoá được NO2- ,

NO3- Hiệu quả của quá trình phụ thuộc nhiều vào pH của nước thải

vào thấp Có thể kiểm soát đối với việc loại chọn lọc NH4+ Không tạo ra chất độc trong nước khi xử lý

Không xử lý được triệt để NH4+

Không xử lý được NO2- ,NO3-

Phải kiểm soát pH thường xuyên

Thường xử lý kết hợp với vôi

để tăng độ pH của nước nên có

độ đục cao

URelaza

H 2 O

Chi phí đầu tư và vận hành cao

lượng nước sau xử lý cao

Không tạo ra chất độc hại thứ cấp sau xử lý

Hoạt động liên tục, mặt bằng xây dựng đòi hỏi lớn

Hiệu quả xử lý phụ thuộc vào nhiều yếu tố khách quan như

2.1 QUÁ TRÌNH AMON HOÁ PROTEIN

2.1.1 Quá trình amon hoá ure

Cơ chế của quá trình:

Tác nhân sinh học cho quá trình này là vi khuẩn urebacterium: là loài trực khuẩn nhỏ, có nhiều trong nước thải, hô hấp tuỳ tiện và có tác dụng thuỷ phân ure và oxy hoá ure Quá trình amon hoá ure có vai trò quan trọng trong

xử lý nước sinh hoạt nhưng nhược điểm của nó là chỉ oxy hoá đến sản phẩm

Hình 2.1 Sơ đồ mô tả quá trình sinh hoá khử Nitơ trong nước[6]

Tế bào chết chứa nitơ hữu cơ xả theo bùn ra ngoài

Hợp chất hữu cơ chứa

Nitơ, protein, URê

2.1.2 Quá trình amôn hoá protein

Trong xác động vật, thực vật protein tồn tại ở hai dạng:

- Đơn giản: protein, peptit, amino axit có đặc trưng khi phân giải thu được sản phẩm cuối cùng là amino axit

- Phức tạp: Lipoprotein có lipoproteaza, Nucleoprotein có nucleoproteaza Khi phân giải sản phẩm tạo thành không chỉ có amino axit mà còn có lipit được chuyển hoá bằng ôxy hoá

Cơ chế của quá trình: quá trình xảy ra phức tạp gồm có 3 giai đoạn

- Giai đoạn 1: giai đoạn thuỷ phân

- Giai đoạn 2: giai đoạn khử amin Có thể xảy ra nhiều cơ chế khác nhau + Khử amin bằng thuỷ phân

+ Khử amin bằng quá trình oxy hoá

+Khử amin bằng quá trình khử (các vi sinh vật yếm khí)

+ Mất amin trực tiếp

- Giai đoạn 3: Giai đoạn oxy hoá khử Xảy ra trong điều kiện hiếu khí và yếu khí Chuyển hoá hoàn toàn sản phẩm của quá trình khử amin như rượu, axit hữu cơ, metyl theo 2 cơ chế:

+ Cơ chế ôxy hoá: sản phẩm tạo thành là CO2, H2O…

+ Lên men (yếm khí): Sản phẩm là CO2, CH4, H2S…

Với tỉ lệ C:N = 20: 1, NH3 không bay hơi ra ngoài, chúng chuyển vào vi sinh vật tạo sinh khối cho vi sinh vật (30% sinh khối)

+ Tác nhân sinh học: Thường là các vi khuẩn hô hấp hiếu khí như: bacterium mycodes; bacterium magaterium; Vi khuẩn lưu huỳnh: pseudomonas

fluorescens.[3]

Vi khuẩn hô hấp tuỳ tiện: proteus vulgaris

Vi khuẩn yếm khí: bacterium putrifucus; bact sperogenes

2.2 QUÁ TRÌNH NITRAT HOÁ

2.2.1 Tác nhân sinh học

Hai loài vi khuẩn quan trọng trong quá trình Nitrat hoá là Nitrosomonas

và Nitrobacter Các nhóm vi khuẩn này là những vi sinh vật tự dưỡng hiếu

khí chúng lấy năng lượng cho sự phát triển từ sự ôxy hoá các hợp chất nitơ vô

mức độ nhất định Nitrosomonas và Nitrosolobus chỉ ôxy hoá NH3 tới NO2-

Còn Nitrobacter lại chỉ oxy hoá NO2- thành NO3-

Trái với những vi sinh vật dị dưỡng, vi khuẩn nitrat hoá tự dưỡng phát triển rất chậm, tốc độ tăng trưởng trên một đơn vị NH4+ hoặc NO2- bị oxy hoá

thấp Thời gian cho một thế hệ là 0.4 –2.5 ngày đối với Nitrosomonas và 0.3-

với Nitrosomonas là 0.29g và đối với Nitrobacter là 0.08g Cả hai loại vi

khuẩn này đều có các yêu cầu đặc biệt về môi trường sống như pH, nhiệt độ

và ôxy hoà tan Có rất nhiều kim loại nặng trong môi trường có khả năng gây độc và kìm hãm sự phát triển của các vi khuẩn Nitrat hoá.[6]

Gần đây có rất nhiều các loại vi khuẩn dị dưỡng có khả năng oxy hoá

NH4+ và các hợp chất của nitơ thành NO2- và NO3- được công bố Ví dụ: Methylococcus capsullata; pseudomonas methanicus; thiobacilus novellus; methylosinus trichosporium… Mặc dù khả năng ôxy hoá NH4+ của các vi khuẩn dị dưỡng này nhỏ hơn từ 103-104 lần khả năng ôxy hoá NH4+ của vi khuẩn tự dưỡng nhưng chúng có khả năng phát triển rất nhanh, dễ thích ứng với môi trường, kể cả môi trường nghèo hay giàu chất hữu cơ Hơn nữa, ngoài

(nitrat reductaza) thành nitơ phân tử ngay trong điều kiện có ôxy

2.2.2 Cơ chế của quá trình

Quá trình oxy hoá từ NH3 - N thành NO3-N xảy ra theo 2 bước

Bước 1: NH4+ bị oxy hoá thành NO2- do tác động của vi khuẩn nitrat hoá theo phản ứng:

(2-1)

Bước 2: oxy hoá NO2- thành NO3- do tác động của vi khuẩn Nitrat hoá

(2-2) Tổng hợp phản cả hai phản ứng trên ta có phương trình

NH4+ + 2 O2 → NO3- + 2 H+ + H2O 3)

Để phản ứng này xảy ra hoàn toàn , sẽ cần 4.57mg O2 để tạo ra một phân tử

-Khoảng 20- 40% NH4+ bị đồng hoá thành vỏ tế bào Phản ứng đồng hoá cùng

xảy ra trong quá trình oxy hoá theo phương trình sau:

NH4+ + 4CO2 + HCO3- → C5 H7 NO2 + 5O2

(2-4)

Trong đó C5 H7 NO2 được tạo thành là thành phần chính trong nguyên sinh

chất của tế bào vi khuẩn

Sự kết hợp của phương trình (2-3) và (2-4), phản ứng đồng hoá và oxy hoá

hoàn toàn như sau:

22NH4+ +37 O2 + 4 CO2 + HCO3- → C5 H7 NO2+ 21NO3- + 20 H+ + 20H2O

(2-5)

Phương trình (2-5) cho thấy độ kiềm giảm trong suốt quá trình nitrat hoá

Phương trình (2-6) cho thấy 1 mol Ca(HCO3)2 để trung hoà 2 mol axit nitric

được sản xuất từ quá trình nitrat hoá

2H+ +2 NO3- + Ca(HCO3)2 → Ca( NO3)2+ 2CO2 + 2H2O (2-6)

Sự giảm độ kiềm có thể được trình bày như 7.14 mg/l dung dịch kiềm

(CaCO3) làm giảm 1 mg/l NH3-N oxi hoá Theo lý thuyết, sự giảm độ kiềm

hiếm khi được theo dõi bởi dữ liệu lấy từ phòng thí nghiệm, pilot hoặc phòng

nghiên cứu Trong hầu hết các trường hợp, sự giảm độ kiềm theo thực tế ít

hơn giá trị lý thuyết Có một báo cáo rằng sự chuyển hoá từ Nitơ hữu cơ sang

NH4+ diễn ra trong quá trình bùn hoạt tính và tác động của tính kiềm đến nước

thải Các điều kiện của độ kiềm là một nguyên nhân mà tốc độ lý thuyết hiếm

khi được theo dõi Giá trị lý thuyết là giá trị đối với nước thải mà trong đó

Có thể tổng hợp các quá trình trên bằng phản ứng sau:

NH4+ +1,731 O2 + 1,962 HCO3- → 0.038 C5 H7 NO2+ 0.962 NO3- +

Từ phương trình trên rút ra: khi chuyển hoá 1 mg NH4+ cần tiêu thụ 3.96 mg

O2, và sản sinh ra 0.31 mg tế bào mới và cẩn tiêu thụ 0.16 mg CO2.

2.2.3 Động học quá trình nitrat hoá

Trong pha tiềm phát vi sinh vật chưa thích nghi với các điều kiện môi trường nên tốc độ tăng trưởng coi như bằng không, tức là:

dt

dX

Ở đây:

rt: Tốc độ phát triển của vi khuẩn (mg/l ngày)

 : Hằng số tốc độ tăng trưởng (ngày -1),  đối với các loài vi sinh vật khác nhau thì khác nhau và nó phụ thuộc vào nhiều yếu tố: nồng độ cơ chất, lượng oxy hoà tan, nồng độ chất độc, pH, t0

X: Nồng độ sinh khối vi sinh vật (mg/l )

Hằng số tốc độ được biểu diễn theo phương trình của Monod (Mô hình kinh nghiệm): [2]

4 4

4 max.

NH NH

NHS K

Phương trình (2-9) biểu diễn mối quan hệ giữa SNH4 và  Mối quan hệ  = f (S) có thể được minh họa trên hình vẽ dưới đây:

Hình 2.2 Mối quan hệ giữa S và  [6]

Theo phương trình (2-10) và hình trên cho thấy:

+ Khi SNH4 >> KNH4: Môi trường dư thừa dinh dưỡng, khi đó  =  max có nghĩa là hằng số tốc độ tăng trưởng đạt cực đại Phương trình tốc độ sinh trưởng là:

dt

dX

rt: Tốc độ tăng trưởng của sinh khối (tỷ lệ bậc một với sinh khối)

+ Khi SNH4 << KNH4: Môi trường nghèo chất dinh dưỡng, lúc này hệ thống bị hạn chế bởi các chất dinh dưỡng:

0

4 4

NHS K

SNH NH

NH

.

4 4

4 max +

Nếu như tất cả cơ chất được chuyển hoá thành sinh khối thì tốc độ sử dụng cơ chất sẽ bằng tốc độ tạo thành sinh khối Nhưng so quá trình dị hoá còn tạo ra các sản phẩm phụ từ chất dinh dưỡng nên tốc độ sử dụng cơ chất sẽ lớn hơn tốc độ tạo thành sinh khối Ta có:

d

dt

dS Y

S K Y

S Y

r r

Trong đó: rd: Tốc độ sử dụng cơ chất (mg/l.ngày)

Rt: tốc độ tăng trưởng của tế bào (mg/l.ngày)

Y: Hệ số sinh sản hay phần thập phân của chất dinh dưỡng được chuyển hoá thành sinh khối (mg/l)

Sự ảnh hưởng của hô hấp nội bào đến tốc độ tăng trưởng của vi sinh vật:

Trong xử lý nước thải, không phải tất cả các tế bào vi sinh vật đều ở độ tuổi như nhau và đều ở giai đoạn phát triển logarit mà có một số đang ở giai đoạn chết và giai đoạn tăng trưởng chậm Do vậy, khi tính toán tốc độ tăng trưởng của tế bào phải tính toán tổ hợp các hiện tượng này Giả thiết rằng sự giảm khối lượng của tế bào do chết và tăng trưởng chậm tỷ lệ với nồng độ của

vi sinh vật có trong nước thải và gọi sự giảm khối lượng tế bào là do phân rã nội sinh Tốc độ hô hấp nội bào được tính theo công thức sau:

X K dt

dX

Trong đó:

rd: Tốc độ hô hấp nội bào (mg/l.ngày)

Kd: Hằng số tốc độ phân rã nội sinh (ngày -1)

Kết hợp với quá trình phân huỷ nội bào, tốc độ tăng trưởng thực tế của tế bào:

rt’ = max S Nh4.X −k d.X

+

rt’: Tốc độ tăng trưởng thực của vi khuẩn (mg/l.ngày)

d S

k S K

S − +

r

r Y

'

−

Trong các pha phát triển thì tốc độ phân huỷ nội sinh gần như không có

ảnh hưởng đáng kể đến tốc độ của quá trình Tuy nhiên trong pha suy tàn thì

tốc độ phân rã nội sinh có ảnh hưởng lớn đến tốc độ tăng trưởng của toàn bộ

quá trình [6]

Quá trình oxy hoá NH 4 + -N

Các tài liệu khoa học chỉ ra rằng: phản ứng oxy hoá NH4+-N thành NO2

-là phản ứng bậc không đối với nồng độ (NH4+-N) và giảm nồng độ (NH4+-N)

xuống 1-5 mg/l

Tốc độ giới hạn trong bước Nitrats hoá là sự chuyển đổi từ (NH4+-N)

thành NO2- bởi vi khuẩn Nitrosomonas Sử dụng công thức động học được

lưu tâm bởi Monod và tốc độ phát triển của Nitrosomonas dưới điều kiện

không đổi được mô tả như sau

N K

N : tốc độ phát triển của Nitrosomonas/ngày

max : tốc độ phát triển cực đại của Nitrosomonas/ ngày

N : Nồng độ NH4+-N (mg/l)

KN : Hằng số bán bão hoà tại thời điểm tốc độ tăng trưởng N = 0,5



Sự oxy hoá (NH4+-N) có liên quan đến tốc độ phát triển của vi khuẩn Nitrosomonas theo công thức sau

N K

N q

Y

q

N N N

qN: tốc độ oxy hoá NH4+-N(mg NH4+-N oxy hoá/mg VSS/ngày)

YN : hệ sô tạo sinh khối, (mg VSS phát triển/ mg NH4+-N chuyển hoá)

qN* : tốc độ oxy hoá NH4+-N cực đại(mg NH4+-N oxy hoá/mg VSS/ngày)

KN : Hằng số bán bão hoà, nghĩa là nồng độ cơ chất khi N = 0,5 max

Quá trình oxy hoá Nitrite

phát triển cực đại của Nitrobacter lớn hơn đáng kể so với tốc độ của

Nitrosononas Điều này có thể giải thích nồng độ của NO2-- N được quan sát trong quá trình Nitrat hoá thường thấp Nồng độ của NO2-- N lớn hơn 20mg/l

thường gây kiềm chế Nitrosononas [17]

2.2.4 Các yếu tố môi trường ảnh hưởng đến quá trình Nitrat hoá

Các vi khuẩn nitrat rất nhạy cảm với các điều kiện môi trường Các kết quả trong phòng thí nghiệm và thực tế từ các công trình xử lý đã kết luận được các thông số ảnh hưởng đến qúa trình nitrat hoá như: Nhiệt độ, nồng độ oxy hoà tan, pH, nồng độ chất nền và các chất kìm hãm

2.2.4.1 Ảnh hưởng của nhiệt độ

quá trình sinh trưởng và phát triển của vi khuẩn Nitrat hoá là 28oC - 36oC trong đó khoảng nhiệt độ chấp nhận được là 50C – 500C sự giảm nhiệt độ là kết quả của sự giảm sự phát triển tối đa của các vi khuẩn Nitrat hoá đặc trưng Khi nhiệt độ nhỏ hơn 150C tốc độ nitrat hoá diễn ra chậm và khi nhiệt độ nhỏ hơn 40C thì hầu như vi khuẩn nitrat hoá không còn sinh trưởng Nhiệt độ cao

vi khuẩn Nitrosononas là 55 –580C Ảnh hưởng của nhiệt độ lên tỉ lệ phát

triển của Nitrosononas và nồng độ của NH4+-N thải ra được thể hiện bằng công thức sau:

Tốc độ tăng trưởng cực đại của vi sinh vật max và hằng số bán bão hoà ks

chịu ảnh hưởng của nhiệt độ Sự phụ thuộc của tốc độ tăng trưởng cực đại

max, ks vào nhiệt độ được thể hiện trong bảng 2.1

Bảng 2.1 Sự phụ thuộc của tốc độ tăng trưởng cực đại max và hằng số bán tốc độ Ks của Nitrosononas vào nhiệt độ

Nhiệt độ (T 0 C) max (ngày –1 ) Ks (gN/m 3 )

chặn sự suy giảm giá trị pH Người ta cảnh báo rằng nồng độ kiềm dư 50mg/l đối với hệ thống aeroten và ít nhất 150mg/l đối với hệ thống cung cấp ô xy nguyên chất sẽ duy trì việc điều khiển pH trong suốt quá trình nitrat hoá Điều kiện pH thấp chỉ gây kiềm chế nhưng không gây độc hại đối với các vi khuẩn nitrat hoá

Bằng cách xác định tốc độ quá trình nitrat hoá, Hofman (1973) đã tìm

thấy pH tối ưu cho cả hai loài vi khuẩn Nitrosononas và Nitrobacter là 8.3 và

kết luận rằng tốc độ quá trình nitrat hoá gần như bằng 0 ở pH = 9.6 Khi pH trong khoảng 7.8 - 8.5 tốc độ quá trình nitrat đạt 90% tốc độ cực đại và khi pH< 6.7 tốc độ quá trình nitrat hoá giảm và dừng hẳn khi pH trong khoảng 5 – 5.5

Các kết quả trên xác định trong trường hợp quá trình nitrat hoá được tiến hành riêng Trong trường hợp kết hợp quá trình Nitrat hoá và quá trình khử nitrat hoá thì pHop = 7 – 8

Về mối quan hệ giữa sự độ kiềm tiêu thụ và tỉ lệ COD: TKN (tổng nitơ kjeldahl), kết quả nghiên cứu đã chỉ ra rằng khi tỉ lệ COD: TKN cao: lượng kiềm tiêu thụ nhỏ, khi phần lớn TKN bị chuyển đổi thành sinh khối thông qua các phản ứng tổng hợp và không sử dụng được trong các phản ứng Nitrat hoá Ngược lại, khi tỉ lệ COD: TKN thấp, một phần nhỏ của Nitơ được kết hợp chặt chẽ với cấu trúc tế bào của vi khuẩn và vì vậy một số lượng lớn có thể sử dụng được trong quá trình Nitrat hoá Do đó, khi tỉ lệ COD: TKN thấp thì lượng kiềm tiêu thụ và giá trị pH sẽ lớn hơn.[17]

2.2.4.3 Ảnh hưởng của DO

Quá trình chuyển hoá NH4+ -N thành NO3 —N yêu cầu lượng ô xy rất lớn (4.57 mg O2/mg NH4+ -N bị oxy hoá), quá trình bùn hoạt tính Nitrat hoá tích cực yêu cầu một số lượng lớn không khí để duy trì nồng độ DO Các vi khuẩn Nitrat hoá nhạy cảm với điều kiện của DO hơn hầu hết đa số các vi khuẩn dị dưỡng tìm thấy trong quá trình bùn hoạt tính Các nhà khoa học đã nhất trí rằng: Nồng độ của DO = 1.5 –2 mg/l là cần thiết đối với tốc độ Nitrat

hoá tối ưu Công thức Monod được cung cấp để xác định mối liên hệ giữa nồng độ của DO và ảnh hưởng của nó đến tốc độ phát triển cực đại của các vi khuẩn Nitrat hoá

O K

Oo n

Trong đó: S0: Nồng độ oxy hoà tan, mg/l

thời điểm tốc độ tăng trưởng  =1/2  max.

Sự Nitrat hoá sẽ dẫn đến nồng độ ô xy hoà tan sẽ giảm đến mức 0.2 mg/l Vì vậy, ở nồng độ ôxy hoà tan thấp cần phải kéo dài thời gian lưu trong

bể aeroten để quá trình Nitrat hoá diễn ra hoàn toàn [17]

2.2.4.4 Ảnh hưởng của sự quá tải chất hữu cơ đến động học của quá trình

Sự quá tải chất hữu cơ trong bể aeroten ảnh hưởng đến hiệu suất của quá trình Nitrat hoá cũng như việc kiểm soát các chất hữu cơ trong sự phát triển của quá trình dị dưỡng Sự quá tải cao của các chất hữu cơ thúc đẩy tốc

độ phát triển của sinh vật dị dưỡng và số lượng sản phẩm trong hệ thống Vì

các vi sinh vật Nitrat hoá có mặt trong hệ thống bùn hoạt tính

Trong báo cáo của Lawrence và Brown: Khi tỉ lệ COD: N = 20:1, Nitơ

có mặt sẽ đủ để đáp ứng yêu cầu tổng hợp Nitơ của sinh vật dị dưỡng Vì vậy quá trình oxi hoá NH3 sẽ không xảy ra Tuy nhiên khi tỷ lệ COD: N = 0, toàn

bộ NH4+ có mặt sẽ bị oxy hoá Trong giới hạn đó, phần NH3-N bị ôxy hoá chống lại phần bị đồng hoá bởi sự phát triển dị dưỡng sẽ có chức năng thực hiện tốc độ phát triển của quá trình , khi số lượng của sinh khối dư thừa sẽ là hoạt động của tốc độ phát triển vi khuẩn đặc trưng Không có sự thay đổi tốc

độ nitrat hoá nào khi người ta thay đổi ngay lập tức(hoặc giảm hoặc tăng) nồng độ BOD từ 50 đến 5 mg/l hoặc từ 50 đến 100 mg/l

2.2.4.5 Ảnh hưởng của chất kìm hãm đối với động học của quá trình nitrat hoá

Hockenbury và grady đã chứng minh rằng Anilin, ethylendiamin hexamethylendiamin, và monoethanolamin là những chất hoá học hữu cơ trong công nghiệp có khả năng kiềm chế sự oxy hoá NH3-N bởi vi khuẩn Nitrosomonas

Trong một nghiên cứu trong phòng thí nghiệm được thực hiện bởi Backman đã chỉ ra rằng khi nồng độ của Cu và Cr ở mức 1.0mg/l hoặc thấp hơn thì không xảy ra quá trình nitrat Đối với Zn và Ni ở nồng độ dưới 0.5mg/l thì làm giảm tốc độ quá trình nitrat Quá trình này không xảy ra khi nồng độ Zn và Ni ở mức 30mg/l, ảnh hưởng của các kim loại nặng khác không được xem xét trong thí nghiệm này

Sự thay đổi đột ngột tải trọng chất hữu cơ cũng kìm hãm quá trình nitrat

MLVSS và làm giảm tốc độ quá trình nitrat Nghiên cứu này cũng chỉ ra rằng

sự tăng đột ngột giá trị COD sẽ kích thích quá trình tăng trưởng của vi sinh vật dị dưỡng, sản phẩm trung gian do vi sinh vật dị dưỡng thải ra cũng ảnh hưởng kìm hãm đối với vi khuẩn nitrat

nitơ không bị ion hoá có thể ngăn cản quá trình nitrat hoá Những nghiên cứu của Anthonisen et al28 chỉ ra rằng FA ngăn cản vi khuẩn Nitrobacter tại

những nồng độ về căn bản thấp hơn những nồng độ mà có thể ngăn cản

Nitrosomonat (0,1- 1.0 mg/l đối với vi khuẩn Nitrobacter) Nồng độ axit béo

bắt đầu ngăn cản sự nitrat hoá những hợp chất hữu cơ là khoảng giữa 0.22-2.8 mg/l Khi sự nitrat hoá không hoàn toàn hoặc không bắt đầu, khả năng ngăn cản sẽ được kiểm tra bằng việc xác định lượng axit béo và so sánh chúng với khoảng giới hạn trên Sự cản trở bởi axit béo không kéo dài và có thể được loại trừ bằng việc thay đổi những điều kiện hoạt động Độ loãng, sự thay đổi

pH, và sự khử nitơ sẽ giảm lượng axit béo

Neufled đã kiểm tra sự ảnh hưởng của phenol lên lượng vi sinh vật nitrat hoá trong phạm vi phòng thí nghiệm Nghiên cứu này đã xác định nồng

độ phenol từ 0 -75mg/l được coi là nguyên nhân gây ra sự cản trở tiếp theo

của quá trình oxi hoá amoni bằng Nitrosomonas

2.3 QUÁ TRÌNH KHỬ NITRAT HOÁ

Khử nitơ là quá trình qua đó những loại vi khuẩn nhất định dưới điều kiện không có oxi khử nitrat tới những sản phẩm khí cuối cùng (N2, NO, hoặc

giống với hợp chất nitơ khác, những dạng khí của nitơ không ảnh hưởng tối

hữu cơ là những điều kiện tiên quyết cho sự khử nitơ của quá trình Khử nitrat

là quá trình khử NO3- thành khí N2 theo 4 giai đoạn như sau:

khuẩn khử nitơ thông dụng nhất là Bacillus denitrificans, Micrococcus

denitrificans, Pseudomonas stutzeri và Achromobacter Trong điều kiện thiếu

oxi, những vi sinh vật sử dụng nitrat hoặc nitrit giống như chất nhận electron cuối cùng, trong khi oxi hoá chất hữu cơ cho năng lượng sống Quá trình chuyển hoá này dẫn đến kết quả cuối cùng là khử nitrat thành khí nitơ Khi lượng DO lớn hơn xấp xỉ 0,5 mg/l, oxy sẽ luôn được sử dụng giống như chất nhận electron cuối cùng hơn là những nitrat bằng những sinh vật được nêu tên

ở trên Vì vậy, quá trình khử nitơ sẽ bị ngăn cản khi lượng DO vượt quá 0,5 mg/l.[17]

Phần lớn vi khuẩn khử Nitrat là vi sinh vật dị dưỡng tức là chúng cần nguồn cacbon hữu cơ để tổng hợp tế bào, chỉ có một số ít vi khuẩn khử nitrat

là vi khuẩn tự dưỡng sử dụng nguồn cacbon vô cơ để tổng hợp tế bào

2.3.2 Cơ chế của quá trình

Khử nitơ là một quá trình 2 bước và sử dụng methanol như là chất cho electron có thể được thể hiện bằng phản ứng sau:

(2-24)

2.3.3 Động học của quá trình khử nitrat hoá

Các yếu tố môi trường như: Nhiệt độ, pH, nồng độ chất nền, nồng độ cacbon có ảnh hưởng lớn tới tốc độ sinh trưởng của vi khuẩn khử nitrat và tốc

độ khử nitrat

Động học của quá trình khử nitrat cũng tương tự như quá trình nitrat hoá, nhưng cơ chất cho quá trình này là SNO3 và tốc độ của quá trình khử nitrat cũng được mô tả bằng phương trình động học Monod:

3 3

3 max, .

NO K

NONO d

Trong đó:

 max, d : Tốc độ tăng trưởng cực đại, ngày-1

d : Tốc độ tăng trưởng riêng, ngày-1

2.3.4 Các yếu tố ảnh hưởng đến động học quá trình khử Nitrat

Giống như sự nitrat hoá, sự khử nitơ cũng yêu cầu những điều kiện môi trường đặc biệt trước khi nó có thể bắt đầu Những yếu tố được cân nhắc trong những phần sau bao gồm hàm lượng NO3--N, pH, nhiệt độ, và lượng cacbon hữu cơ

2.3.4.1.Ảnh hưởng của NO 3 -N lên động học quá trình:

Hàm lượng nitrat có sẵn sẽ ảnh hưởng tới tốc độ sinh trưởng lớn nhất của sinh vật thực hiện sự khử nitơ Mối quan hệ giữa hàm lượng nitrat và tốc

độ sinh trưởng riêng của những vi sinh vật khử Nitrat có thể được miêu tả qua nguyên lý của Monod

3 3

3 max, .

NO K

NONO d

2.3.4.2 Ảnh hưởng của nhiệt độ lên động học:

Nhiệt độ có ảnh hưởng đáng kể lên tốc độ sinh trưởng của vi khuẩn khử nitơ Nó có thể ước tính bằng phương trình sau:

sinh học thường dao động từ 1,02-1,09 thường lấy 1,047

Mulbarge đã quan sát mối quan hệ không cân bằng này giữa tốc độ khử và nhiệt độ trong thiết bị pilot Quá trình khử nitơ sẽ bắt đầu giảm tốc

độ tại nhiệt độ 50C

2.3.4.3 Ảnh hưởng của pH lên động học quá trình:

Quá trình khử nitrat bị hạn chế khi pH dưới 6 và trên 8 Mặc dù chưa có

sự thống nhất trong thực tế đối với pH tốt nhất cho sự khử nitơ, nó thường được chấp nhận trong khoảng 6,5 -7,5 Tác động của pH tới quá trình khử Nitrat cũng phụ thuộc vào thời gian tác động Tác động của pH trong thời gian ngắn là đáng quan tâm hơn cả vì pH thường thay đổi trong thời gian dài Trong hệ thống kết hợp cả hai quá trình Nitrat hoá và khử nitrat thì pH thường

ổn định do quá trình nitrat hoá sinh ra axit nhưng được trung hoà bởi kiềm do quá trình khử Nitrat sinh ra

2.3.4.4 Ảnh hưởng của lượng Cacbon lên động học quá trình:

Ảnh hưởng của lượng cacbon lên tốc độ sinh trưởng lớn nhất của vi sinh vật khử nitơ có thể được miêu tả bằng một lý thuyết của Monod

C K

Cd

2.4 CÁC QUÁ TRÌNH THỰC TẾ

2.4.1 Quá trình Nitrat hoá

Quá trình nitrat hoá bằng phương pháp sinh học được thực hiện chủ yếu bởi quá trình sinh trưởng lơ lửng hoặc sinh trưởng gắn kết Khi thực hiện quá trình khử chất hữu cơ và nitrat hoá trong cùng một bể, thì coi như quá trình nitrat hoá thực hiện một giai đoạn Khi tách riêng công trình nitrat hoá thì cũng cần có bể phản ứng, bể lắng giống như quá trình bùn hoạt tính thông thường Đây được coi là quá trình nitrat hoá hai giai đoạn

Quá trình sinh trưởng lơ lửng có thể thực hiện ở nhiều thiết bị khác nhau, chế độ thuỷ lực khác nhau Ở mỗi thiết bị, mỗi chế độ thuỷ lực khác nhau sẽ có ưu, nhược điểm khác nhau Dưới đây là sự so sánh giữa thiết bị đẩy lý tưởng và thiết bị khuấy trộn hoàn toàn, giữa quá trình nitrat hoá một bậc và quá trình nitrat hoá hai bậc.[17]

Thiết bị đẩy lý tưởng và thiết bị khuấy trộn hoàn toàn

Nhiều ý kiến cho rằng thiết bị đẩy lý tưởng có hiệu quả cao hơn thiết bị khuấy trộn hoàn toàn trong việc duy trì nồng độ NH4+-N thấp ở dòng ra Theo Poduska và Andrews thì thiết bị đẩy lý tưởng có hiệu quả hơn do tốc độ phản ứng là bậc một đối với cơ chất Hơn nữa, tốc độ phản ứng có thể thay đổi dọc theo chiều dài của thiết bị và có thể giảm nồng độ NH4+-N xuống 2mg/l Còn thiết bị khuấy trộn hoàn toàn lại vận hành với một chế độ ổn định do đó tốc

độ phản ứng không thay đổi trong toàn bộ thể tích của thiết bị phản ứng Một

số tác giả khác cũng nhận xét rằng, hệ thống đẩy lý tưởng phù hợp hơn để hạn chế ảnh hưởng của các hoá chất độc hại Một xung ngắn của chất độc hại có thể qua hệ thống dòng đẩy và nó chỉ có thể tiếp xúc với một phần nhỏ các vi khuẩn nitrat Ngược lại trong thiết bị khuấy trộn hoàn toàn thì các chất độc hại sẽ được phân bố ngay lập tức Vì vậy, nó sẽ tiếp xúc với phần lớn các vi sinh vật Theo Sawyer khi điều kiện đẩy lý tưởng được duy trì trong toàn bộ

hệ thống thì sẽ hạn chế hiện tượng tuần hoàn cục bộ Để đạt được điều này cách tốt nhất là chia hệ thống thành nhiều đơn nguyên nhỏ (ít nhất là ba đơn nguyên) [17]

Hệ thống một bậc và hai bậc

Hiện nay việc kết hợp loại bỏ cả BOD và NH4+-N trong hệ thống bùn hoạt tính là rất phổ biến Việc loại bỏ cả hai chất ô nhiễm này có thể thực hiện trong cùng một thiết bị bao gồm cả vi khuẩn dị dưỡng và tự dưỡng (Nitrat hoá một giai đoạn) hoặc ở hai thiết bị riêng biệt (Nitrat hoá hai giai đoạn) và quần thể vi khuẩn dị dưỡng và tự dưỡng sẽ duy trì trong từng thiết bị riêng biệt Đối với quá trình Nitrat hoá hai giai đoạn thì quá trình khử BOD sẽ xảy ra trong thiết bị bùn hoạt tính trước khi vào bể Nitrat hoá Một quá trình lọc trung gian giữa hai phản ứng tránh việc bùn hoạt tính và bùn nitrat hoá bị trộn lẫn vào nhau Việc chọn lựa cả hệ thống phải được làm trên cơ sở của một trường hợp cụ thể và sẽ dựa trên một số chỉ tiêu ví dụ như lượng ammonia muốn khử, yêu cầu của từng mùa, giá thành và diện tích có thể sử dụng

Mulbarger cho rằng hệ thống hai bậc được áp dụng nhiều hơn hệ thống một bậc, do khi kết hợp quá trình khử BOD và quá trình nitrat hoá sẽ làm giảm hiệu suất trong việc loại bỏ các hợp chất cacbon có thể hoà tan, thời gian thổi khí lâu hơn và giảm hiệu suất khử nitơ do sự tổng hợp bùn Barth cũng cho rằng việc tách riêng quá trình khử cacbon và tổng hợp sinh khối từ quá trình Nitrat hoá là cần thiết để ngăn cản quá trình rửa trôi của vi khuẩn Nitrat Trong một trạng thái riêng biệt, sinh khối nitrat hoá trở nên một môi trường