NGHIÊN CỨU HIỆU QUẢ XỬ LÝ NITƠ AMMONIA TRONG NƯỚC THẢI GIẾT MỔ VÀ CHẾ BIẾN THỊT GIA SÚC BẰNG QUÁ TRÌNH NITRITE HÓA BÁN PHẦN KẾT HỢP CÔNG NGHỆ BÙN HẠT MỞ RỘNG (EGSB) SỬ DỤNG ANAMMOX

NGHIÊN CỨU HIỆU QUẢ XỬ LÝ NITƠ AMMONIA TRONG NƯỚC THẢI GIẾT MỔ VÀ CHẾ BIẾN THỊT GIA SÚC BẰNG QUÁ TRÌNH NITRITE HÓA BÁN PHẦN KẾT HỢP CÔNG NGHỆ BÙN HẠT MỞ RỘNG (EGSB) SỬ DỤNG ANAMMOX AMMONIUM REMOVAL OF SLAUGHTER WASTEWATER BY PARTIAL NITRITEOXIDATION PROCESS COMBINED WITH ANAMMOX PROCESS IN AN EXPANDED GRANULAR SLUDGE BED (EGSB) REACTOR NGHIÊN CỨU HIỆU QUẢ XỬ LÝ NITƠ AMMONIA TRONG NƯỚC THẢI GIẾT MỔ VÀ CHẾ BIẾN THỊT GIA SÚC BẰNG QUÁ TRÌNH NITRITE HÓA BÁN PHẦN KẾT HỢP CÔNG NGHỆ BÙN HẠT MỞ RỘNG (EGSB) SỬ DỤNG ANAMMOX AMMONIUM REMOVAL OF SLAUGHTER WASTEWATER BY PARTIAL NITRITEOXIDATION PROCESS COMBINED WITH ANAMMOX PROCESS IN AN EXPANDED GRANULAR SLUDGE BED (EGSB) REACTOR NGHIÊN CỨU HIỆU QUẢ XỬ LÝ NITƠ AMMONIA TRONG NƯỚC THẢI GIẾT MỔ VÀ CHẾ BIẾN THỊT GIA SÚC BẰNG QUÁ TRÌNH NITRITE HÓA BÁN PHẦN KẾT HỢP CÔNG NGHỆ BÙN HẠT MỞ RỘNG (EGSB) SỬ DỤNG ANAMMOX AMMONIUM REMOVAL OF SLAUGHTER WASTEWATER BY PARTIAL NITRITEOXIDATION PROCESS COMBINED WITH ANAMMOX PROCESS IN AN EXPANDED GRANULAR SLUDGE BED (EGSB) REACTOR

ĐẠI HỌC QUỐC GIA THÀNH PHỐ HỒ CHÍ MINH

TRƯỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA KHOA MÔI TRƯỜNG VÀ TÀI NGUYÊN

BỘ MÔN KỸ THUẬT MÔI TRƯỜNG



LUẬN VĂN TỐT NGHIỆP

GVHD: PGS.TS Nguyễn Tấn Phong SVTH: Trịnh Hoàng Phúc 1412982

Lâm Quốc Phong 1412878

Tp HCM, Tháng 06/2018

NGHIÊN CỨU HIỆU QUẢ XỬ LÝ NITƠ

AMMONIA TRONG NƯỚC THẢI GIẾT MỔ

VÀ CHẾ BIẾN THỊT GIA SÚC BẰNG QUÁ TRÌNH NITRITE HÓA BÁN PHẦN KẾT HỢP CÔNG NGHỆ BÙN HẠT MỞ RỘNG

(EGSB) SỬ DỤNG ANAMMOX

AMMONIUM REMOVAL OF SLAUGHTER WASTEWATER

BY PARTIAL NITRITE-OXIDATION PROCESS

COMBINED WITH ANAMMOX PROCESS IN AN

EXPANDED GRANULAR SLUDGE BED (EGSB) REACTOR

ĐẠI HỌC QUỐC GIA THÀNH PHỐ HỒ CHÍ MINH

TRƯỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA KHOA MÔI TRƯỜNG VÀ TÀI NGUYÊN

BỘ MÔN KỸ THUẬT MÔI TRƯỜNG



LUẬN VĂN TỐT NGHIỆP

GVHD: PGS.TS Nguyễn Tấn Phong SVTH: Trịnh Hoàng Phúc 1412982

Lâm Quốc Phong 1412878

Tp HCM, Tháng 06/2018

NGHIÊN CỨU HIỆU QUẢ XỬ LÝ NITƠ

AMMONIA TRONG NƯỚC THẢI GIẾT MỔ

VÀ CHẾ BIẾN THỊT GIA SÚC BẰNG QUÁ TRÌNH NITRITE HÓA BÁN PHẦN KẾT HỢP CÔNG NGHỆ BÙN HẠT MỞ RỘNG

(EGSB) SỬ DỤNG ANAMMOX

AMMONIUM REMOVAL OF SLAUGHTER WASTEWATER

BY PARTIAL NITRITE-OXIDATION PROCESS

COMBINED WITH ANAMMOX PROCESS IN AN

EXPANDED GRANULAR SLUDGE BED (EGSB) REACTOR

i

NHIỆM VỤ LUẬN VĂN

ii

LỜI CẢM ƠN

Hoàn thành luận văn tốt nghiệp đại học là một cột mốc quan trọng để đánh giá quá trình học tập, nghiên cứu trong hơn 4 tháng qua cũng như trong khoảng thời gian 4 năm học tập tại Khoa Môi trường và Tài nguyên, trường Đại học Bách Khoa – Đại học Quốc gia thành phố Hồ Chí Minh Đê hoàn thành luận văn này, ngoài sự nỗ lực, cố gắng hết mình của bản thân, chúng tôi còn nhận được sự quan tâm, hỗ trợ nhiệt tình từ quý Thầy, Cô, anh chi, bạn bè và gia đình

Trên hết, chúng tôi xin gửi lời cảm ơn đến Thầy PGS TS Nguyễn Tấn Phong, giảng viên hướng dẫn cho luận văn tốt nghiệp của chúng tôi Trong suốt thời gian thực hiện luận văn, Thầy luôn hỗ trợ nhóm về mặt kiến thức chuyên môn, kỹ năng thực hiện cũng như kinh phí để thực hiện luận văn này Sự biết ơn chân thành và sâu sắc nhất xin gửi đến thầy

Bên cạnh đó, học viên cao học Nguyễn Tấn Thái Khoa đã hướng dẫn tận tình chúng tôi về chuyên môn cũng như phân tích các chỉ tiêu thí nghiệm Xin chân thành cảm ơn anh; chúc anh thật nhiều sức khỏe và thành công trong công việc

Chúng tôi cũng xin gửi lời cảm ơn đến quý Thầy, Cô trong Khoa Môi trường và Tài nguyên cũng như quý Thầy, Cô khác của Trường Đại học Bách Khoa – Đại học Quốc gia thành phố Hồ Chí Minh Những kiến thức quý báu mà quý Thầy, Cô truyền đạt là nền tảng vững chắc để chúng tôi hoàn thành luận văn này

Về phía quý Công ty TNHH Một Thành Viên Việt Nam Kỹ Nghệ Súc Sản VISSAN, xin chân thành cảm ơn đến Ban lãnh đạo, tập thể công, nhân viên quý công ty

đã tạo điều kiện tốt nhất để nhóm được thu thập mẫu nước thải cho mô hình nghiên cứu

Chúng tôi xin chân thành cảm ơn đến các Thầy, Cô, anh, chị, bạn bè, các em sinh viên tại Phòng Thí nghiệm Công nghệ Môi trường Nâng cao đã hỗ trợ nhiệt tình trong suốt thời gian thực hiên luận văn này

Chân thành cảm ơn đến tập thể bạn bè đã luôn bên cạnh hỗ trợ, giúp đỡ chúng tôi trong thời gian học tập tại trường

Và cuối cùng, xin bày tỏ lòng cảm ơn sâu sắc nhất đến gia đình, đã luôn bên cạnh

và động viên chúng tôi suốt cuộc đời học tập của mình

Trân trọng!

TP HCM, ngày 15 tháng 06 năm 2018

Trịnh Hoàng Phúc Lâm Quốc Phong

iii

TÓM TẮT LUẬN VĂN

Giết mổ và chế biến thịt gia súc là một trong những ngành kinh tế quan trọng của Việt Nam; song nước thải của ngành công nghiệp này có tính chất phức tạp, nồng độ dinh dưỡng cao Nhằm phát triển kỹ thuật xử lý nước thải có hiệu quả về kỹ thuật, kinh

tế, luận văn nghiên cứu về kiểm soát quá trình Nitrite hóa bán phần kết hợp quá trình Anammox nhằm góp phần tạo tiền đề cho các nghiên cứu sau cũng như triển khai áp dụng thực tế trong thời gian tới

Mô hình nghiên cứu gồm bể UASB nối tiếp bể Nitrite hóa bán phần và bể EGSB

sử dụng bùn anammox Cả hai bể UASB và EGSB đều là hình trụ và có thể tích phản ứng là 6L; bể Nitrite hóa bán phần có thể tích 12L và được cấu tạo giống SNAP nhưng thay lõi giá thể bằng ống trung tâm (nhựa PVC) Nước thải trong nghiên cứu này được lấy từ bể điều hòa của hệ thống xử lý nước thải thuộc Công ty TNHH Một Thành Viên Việt Nam Kỹ Nghệ Súc Sản VISSAN

Giai đoạn thích nghi quá trình nitrite hóa bán phần được vận hành ở tải trọng 0,25 kgNH -N/m3.ngày tương ứng với 2,5 kgCOD/m3.ngày trong 20 ngày Giai đoạn khảo sát chính với bùn anammox vận hành ở tải trọng 0,25; 0,5 và 1,0 kgNH -N/m3.ngày trong 60 ngày

Quá trình nitrite hóa bán phần diễn ra tốt nhất ở tải 0,5 kgNH -N/m3.ngày, có tỷ

lệ NO /NH trung bình khoảng 1,28±0,06; ngày thứ 29 có tỷ lệ gần với tỷ lệ lý thuyết nhất là 1,31 ở điều kiện: thời gian lưu nước 6h; DO khoảng 0,8 – 1,0 mg/L; pH khoảng 7,6 – 7,9; nồng độ NH -N: 100 – 130 mg/L Ở tải 1,0 kgNH -N/m3.ngày, tỷ lệ

NO /NH không ổn định, ngày thứ 59 có tỷ lệ tốt nhất là 1,20 ở thời gian lưu nước 3h;

DO khoảng 1,2 - 1,4; pH khoảng 7,6 - 7,9 Ở tải 0,25 kgNH -N/m3.ngày, tỷ lệ này khá cao, trung bình khoảng 1,55±0,17, DO khoảng 0,8 – 1,0 mg/L; pH khoảng 7,6 – 7,9

Đối với quá trình anammox, hiệu suất loại bỏ NO -N ở các tải trọng 0,25; 0,5 và 1,0 kgNH -N/m3.ngày lần lượt là 36,1%, 67,9% và 79,6% Hiệu suất loại bỏ NH -N ở các tải trọng 0,25; 0,5 và 1,0 kgNH -N/m3.ngày lần lượt là 53,1%, 90,1% và 60,0% Vào 5 ngày cuối của tải trọng 0,5 kgNH -N/m3.ngày, nồng độ nitơ ammonium đầu ra

là xấp xỉ 3,08±0,56 mg/L, đạt cột A của QCVN 40:2011/BTNMT Lượng NO -N sinh

ra đạt khoảng 6% so với lượng NH -N được tiêu thụ, giá trị này là khá thấp so với lý thuyết (26%) cho thấy trong bể EGSB đồng thời diễn ra quá trình khử nitrate bên cạnh quá trình khử nitrite và ammonium

Hiệu suất xử lý COD của mô hình trên 90% ở cả 3 tải trọng, cao nhất là 95,9% ở tải trọng 0,25 kgNH -N/m3.ngày COD trong dòng vào có nồng độ khoảng 1123±78 mg/L COD đầu ra đạt QCVN 40:2011/BTNMT cột A

iv

MỤC LỤC

Nhiệm vụ luận văn i

Lời cảm ơn ii

Tóm tắt luận văn iii

Mục lục iv

Danh sách hình ảnh vi

Danh sách bảng biểu viii

Danh sách từ viết tắt ix

CHƯƠNG 1 GIỚI THIỆU 1

1.1 Tính cấp thiết của đề tài 1

1.2 Mục tiêu của đề tài 2

1.3 Đối tượng nghiên cứu 2

1.4 Nội dung luận văn 2

1.5 Các chỉ tiêu phân tích 2

1.6 Phương pháp xử lý số liệu và nhận xét 2

1.7 Ý nghĩa khoa học và thực tiễn 2

CHƯƠNG 2 TỔNG QUAN 4

2.1 Tổng quan về ngành công nghiệp giết mổ và chế biến thịt gia súc 4

2.1.1 Tổng quan về đối tượng nghiên cứu 4

2.1.2 Công suất và quy trình giết mổ heo 4

2.1.3 Công suất và quy trình giết mổ trâu, bò 6

2.1.4 Quy trình sản xuất xúc xích tiệt trùng 6

2.1.5 Quy trình sản xuất thịt nguội 7

2.1.6 Quy trình sản xuất đồ hộp 8

2.1.7 Đặc tính nước thải giết mổ và chế biến thịt 9

2.2 Tổng quan các quá trình sinh học để xử lý nitơ trong nước thải 13

2.2.1 Quá trình nitrate hóa và khử nitrate 13

2.2.2 Quá trình nitrite hóa bán phần 17

2.2.3 Quá trình Anammox 26

2.2.4 Tổng quan về quá trình sinh học kỵ khí, UASB và EGSB 33

2.2.5 Tổng quan về giá thể BioFix 39

2.2.6 Các nghiên cứu liên quan 39

CHƯƠNG 3 PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 42

3.1 Mô hình nghiên cứu 42

3.1.1 Mô hình kỵ khí UASB 43

3.1.2 Mô hình Nitrite hóa bán phần 44

v

3.1.3 Mô hình EGSB 45

3.1.4 Thiết bị 46

3.1.5 Nước thải và vị trí lấy mẫu 46

3.1.6 Bùn nuôi cấy 48

3.2 Phương pháp nghiên cứu 48

3.2.1 Phương pháp lấy mẫu 48

3.2.2 Phương pháp phân tích 48

3.2.3 Phương pháp tính toán và xử lý số liệu 49

3.3 Nội dung nghiên cứu 52

CHƯƠNG 4 KẾT QUẢ VÀ BÀN LUẬN 53

4.1 Giai đoạn thích nghi quá trình nitrite hóa bán phần 53

4.2 Giai đoạn khảo sát chính 55

4.2.1 Đánh giá khả năng chuyển hóa nitơ quá trình nitrite hóa bán phần 56

4.2.2 Kiểm soát và ức chế nhóm vi khuần Nitrite – Oxidizing Bacteria (NOB) 57

4.2.3 Hiệu quả loại bỏ nitơ của bể EGSB sử dụng bùn anammox 60

4.2.4 Tỷ lệ nitơ tổng loại bỏ, nitrite tiêu thụ và nitrate sinh ra so với ammoni tiêu thụ 62

4.2.5 Đánh giá sự thay đổi pH 62

4.2.6 Đánh giá sự thay đổi Nitơ hữu cơ 64

4.2.7 Đánh giá khả năng xử lý COD 65

4.2.8 Sinh khối trong quá trình khảo sát 68

CHƯƠNG 5 KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ 71

5.1 Kết luận 71

5.2 Kiến nghị 72

Tài liệu tham khảo 73

Phụ lục A: Số liệu phân tích 76

Phụ lục B: Hình ảnh mô hình và dụng cụ thí nghiệm 89

vi

DANH SÁCH HÌNH ẢNH

Hình 2.1 Quy trình giết mổ heo 5

Hình 2.2 Quy trình giết mổ trâu, bò 6

Hình 2.3 Quy trình sản xuất xúc xích tiệt trùng 7

Hình 2.4 Quy trình sản xuất thịt nguội 8

Hình 2.5 Quy trình sản xuất đồ hộp 9

Hình 2.6 Chu trình chuyển hóa nitơ 16

Hình 2.7 Công nghệ xử lý nitơ sử dụng nguồn carbon bên ngoài 17

Hình 2.8 Công nghệ xử lý nitơ sử dụng nguồn carbon từ dòng tuần hoàn 17

Hình 2.9 Cơ chế sinh hóa của quá trình và sơ đồ phân khoang tế bào Anammox 29

Hình 2.10 Quá trình phân hủy chất hữu cơ trong điều kiện kỵ khí 34

Hình 2.11 Mô hình UASB 37

Hình 2.12 Mô hình EGSB 38

Hình 2.13 Cấu tạo giá thể BioFix 39

Hình 3.1 Phối cảnh mô hình nghiên cứu 42

Hình 3.2 Chi tiết mô hình nghiên cứu 42

Hình 3.3 Mô hình UASB trong nghiên cứu 43

Hình 3.4 Mô hình Nitrite hóa bán phần (PN) trong nghiên cứu 44

Hình 3.5 Mô hình EGSB trong nghiên cứu 45

Hình 3.6 Bể điều hòa hệ thống xử lý nước thải công ty Vissan 47

Hình 3.7 Bùn được sử dụng trong khảo sát 48

Hình 4.1 Khả năng xử lý COD giai đoạn thích nghi quá trình nitrite hóa bán phần 53

Hình 4.2 Hiệu suất xử lý COD giai đoạn thích nghi quá trình nitrite hóa bán phần 54

Hình 4.3 Khả năng chuyển hóa nitơ giai đoạn thích nghi quá trình nitrite hóa bán phần 54

Hình 4.4 Sự chuyển hóa nitơ ở bể UASB và PN 56

Hình 4.5 Tỉ lệ NO2-/NH4+ trong quá trình khảo sát 57

Hình 4.6 Sự thay đổi pH, HRT và tỉ lệ NO3-/( NO2-+NO3-) 58

Hình 4.7 Sự thay đổi nhiệt độ và tỉ lệ NO3-/( NO2-+NO3-) trong bể PN 59

vii

Hình 4.8 Nồng độ các hợp chất nitơ đầu vào và đầu ra bể EGSB 60

Hình 4.9 Sự thay đổi pH trong quá trình nghiên cứu 63

Hình 4.10 Sự thay đổi độ kiềm trong quá trình nghiên cứu 63

Hình 4.11 Sự thay đổi nồng độ trung bình của Nitơ 64

Hình 4.12 Sự thay đổi nồng độ và hiệu suất loại bỏ tổng nitơ 65

Hình 4.13 Khả năng xử lý COD của mô hình 66

Hình 4.14 Mẫu nước thải chứa bùn sinh học 66

Hình 4.15 Hiệu suất xử lý COD của mô hình 67

Hình 4.16 Bùn anammox ngày đầu và sau 60 ngày vận hành 69

Hình 4.17 Bùn anammox dưới đáy bể EGSB 69

viii

DANH SÁCH BẢNG BIỂU

Bảng 2.1 Tải lượng BOD thải ra trong quá trình giết mổ 11

Bảng 2.2 Tính chất nước thải của công ty VISSAN 13

Bảng 2.3 So sánh các quá trình xử lý nitơ 15

Bảng 2.4 Ảnh hưởng của nồng độ DO đến quá trình nitrate hóa bán phần 24

Bảng 2.5 Một số vi khuẩn tham gia vào quá trình anammox 30

Bảng 3.1 Các thiết bị của mô hình nghiên cứu 46

Bảng 3.2 Thành phần nước thải trong qua trình nghiên cứu 47

Bảng 3.3 Các chỉ tiêu và phương pháp phân tích 49

Bảng 4.1 Các thông số trong quá trình khảo sát chính 55

Bảng 4.2 Tỷ lệ tổng nitơ loại bỏ, nitrite tiêu thụ và nitrate sinh ra so với ammonium tiêu thụ 62

Bảng 4.3 Giá trị MLSS trong quá trình khảo sát 70

ix

DANH SÁCH TỪ VIẾT TẮT

Từ viết tắt Tên tiếng Anh Tên tiếng Việt

Anammox Anaerobic Ammonium

Oxidation

Oxy hóa kỵ khí ammonium

AOB Ammonium Oxidation Bacteria Vi khuẩn oxy hóa ammonium

thành nitrite BOD5 Biological Oxygen Demand Nhu cầu oxy sinh hóa 5 ngày

COD Chemical Oxygen Demand Nhu cầu oxy hóa học

EGSB Expanded Granular Sludge Bed

Reactor

Quá trình bùn hạt mở rộng (cải tiến UASB)

F/M Food to Microorganism Lượng thức ăn cung cấp cho vi

sinh HRT Hydraulic Retention Time Thời gian lưu nước

MLSS Mixed Liquor Suspended Solids Nồng độ chất rắn lơ lửng

MLVSS Mixed Liquor Volatile

Suspended Solids

Nồng độ chất rắn lơ lửng bay hơi

MCRT Mean Cell Residence Time Thời gian lưu tế bào trung gian NLR Nitrogen Loading Rate Tải trọng Nitơ

NOB Nitrite Oxidation Bacteria Vi khuẩn oxy hóa nitrite thành

nitrate N-org Organic Nitrogen Nitơ hữu cơ

PN Partial Nitriteation Nitrite hóa bán phần

SHARON-Anammox

Single reactor system for High activity Ammonium Removal Over Nitrite

Quá trình Nitrite hóa bán phần kết hợp Anammox

x

SNAP Single Stage Nitrogen Removal

using Anammox and Partial Nitriteation

Quá trình loại bỏ nitơ kết hợp nitrite hóa bán phần - Anmmox trong một bể

SNAD Simultaneous partial

Nitrification Anammox and Denitrification

Kết hợp 3 quá trình: nitrite hóa bán phần, oxy hóa kỵ khí ammonium và khử nitrate xảy ra trong cùng một bể phản ứng SRT Sludge Retention Time Thời gian lưu bùn

TKN Total Kjeldahl Nitrogen Tổng nitơ Kjeldahl

TNRR Total Nitrogen Removal Rate Tốc độ loải bỏ nitơ tổng

TSS Total suspended solid Tổng chất rắn lơ lửng

UASB Up-flow Anaerobic Sludge

Blanket

Bể dòng chảy ngược qua tầng bùn kỵ khí

1

CHƯƠNG 1 GIỚI THIỆU

1.1 Tính cấp thiết của đề tài

Theo FAO (1993), thịt gia súc và gia cầm chiếm gần 93% tổng sản lượng thịt thế giới Ở các nước đang phát triển, một lượng lớn các lò mổ tồn tại Các lò này có quy mô

từ đơn giản đến hiện đại Các nhà máy với quy trình giết mổ công nghiệp quy mô lớn thường được nhập khẩu từ các nước phát triển, thường không cần xây dựng hoặc không

có hệ thống xử lý nước thải Nhiều cơ sở hoạt động thiếu vệ sinh và có nguy cơ cho sức khỏe cộng động dân cư xung quanh

Tại Việt Nam, Theo báo cáo của Bộ Nông nghiệp và Phát triển nông thôn, tính đến thời điểm này có 53/63 tỉnh, thành phố thực hiện việc thống kê, kiểm tra, đánh giá, phân loại điều kiện vệ sinh thú y cơ sở giết mổ (CSGM) gia sức, gia cầm, với 851 CSGM

đã được kiểm tra, đánh giá Hiện nay, cả nước vẫn còn 28.285 điểm giết mổ nhỏ lẻ, trong đó phía bắc còn tới 11.485 điểm và chỉ có 929 CSGM được cơ quan thú y thực hiện kiểm soát (chiểm 8,05%) Các vấn đề môi trường chính liên quan đến việc giết mổ

và chế biến thịt gia súc là việc tiêu thụ nước nhiều, nước thải phát sinh khoảng 12,5 m3 cho 1 tấn thịt hơi [1]

Hầu hết chất lượng nước thải sau hệ thống xử lý tồn tại hàm lượng nitơ khá cao Bên cạnh đó, chi phí vận hành cho các công nghệ xử lý nitơ trong nước thải hiện tại khá tốn kém, chủ yếu liên quan đến nhu cầu cung cấp các thành phần hữu cơ Không những vậy, đa số các công nghệ xử lý hiện nay đều tạo ra lượng bùn khá lớn khi vận hành và không lưu giữ bùn tốt Vì vậy, việc tìm kiếm một giải pháp thích hợp để xử lý hiệu quả nitơ trong nước thải cũng như khả năng lưu giữ bùn tốt là việc đáng quan tâm

Năm 1995, một phản ứng chuyển hóa nitơ mới chưa từng được biết đến trước đó,

về cả lý thuyết lẫn thực nghiệm, đã được công bố, đó là phản ứng oxy hóa kỵ khí Ammonium (Anaerobic Ammonium Oxidation, viết tắt là Anammox) Trong đó, ammonium được oxy hóa bởi nitrite trong điều kiện kỵ khí, không cần cung cấp chất hữu cơ để tạo thành nitơ phân tử Sự phát triển quá trình anammox đã mở ra hướng phát triển kỹ thuật xử lý nitơ mới đối với nước thải hàm lượng nitơ cao

Để cho quá trình Anammox diễn ra hoàn toàn cần một bước nitrite hóa bán phần (PN) trước để tạo tỷ lệ thích hợp giữa NO và NH là (1,0 – 1,4) : 1 (theo lý thuyết là 1,32 : 1) Có thể nói sự kết hợp của quá trình nitrite hóa bán phần và Anammox được xem như là một phương pháp hiệu quả để xử lý nitơ trong nước thải Hệ thống xử lý kết hợp PN – ANAMMOX ở quy mô pilot đã được Fux và cộng sự (2002) và Van Dongen

và cộng sự (2001) nghiên cứu thành công với hiệu quả xử lý nitơ đạt trên 80%

2

Để khai thác tối đa hiệu quả kinh tế, nghiên cứu kết hợp quá trình kỵ khí với bể UASB ở trước bể PN nhằm xem xét khả năng thay thế cho cụm hóa lý và kiểm soát quá trình Nitrite hóa bán phần tốt hơn

Vì vậy, đề tài “Nghiên cứu hiệu quả xử lý nitơ ammonia trong nước thải giết mổ

và chế biến thịt gia súc bằng quá trình nitrite hóa bán phần kết hợp công nghệ bùn hạt

mở rộng (EGSB) sử dụng anammox” được tiến hành với mục đích đánh giá hiệu quả xử

lý của bể UASB, kiểm soát quá trình nitrite hóa bán phần và công nghệ EGSB sử dụng bùn anammox góp phần tạo tiền đề cho việc triển khai áp dụng thực tế trong thời gian tới

1.2 Mục tiêu của đề tài

Đánh giá hiệu quả xử lý COD và quá trình chuyển hóa nitơ của mô hình UASB nối tiếp mô hình nitrite hóa bán phần

Đánh giá hiệu quả xử lý nitơ ammonium của mô hình EGSB sử dụng bùn Anammox

1.3 Đối tượng nghiên cứu

Đối tượng nghiên cứu là nước thải lấy từ bể điều hòa của hệ thống xử lý nước thải thuộc Công ty TNHH Một Thành Viên Việt Nam Kỹ Nghệ Súc Sản VISSAN

1.4 Nội dung luận văn

 Xác định thành phần, tính chất nước thải

 Thích nghi, vận hành vi sinh trong mô hình

 Nghiên cứu khả năng xử lý COD và chuyển hóa nitơ của quá trình UASB kết hợp PN

 Nghiên cứu khả năng xử lý nitơ của quá trình EGSB sử dụng bùn Anammox

1.5 Các chỉ tiêu phân tích

Các chỉ tiêu đánh giá chất lượng nước thải được nghiên cứu trong suốt quá trình

xử lý: pH, độ kiềm, COD, NH4+, NO2-, NO3-, MLSS

1.6 Phương pháp xử lý số liệu và nhận xét

Từ số liệu thô tính toán hiệu suất xử lý, hiệu suất chuyển hóa của các quá trình

vẽ đồ thị, đưa ra những phân tích, nhận xét đánh giá và kết luận

1.7 Ý nghĩa khoa học và thực tiễn

Đề tài khảo sát hiệu quả xử lý của mô hình UASB, cung cấp dữ liệu về việc kiểm soát và chuyển hóa trong mô hình PN, đồng thời đánh giá khả năng xử lý nitơ của mô hình EGSB sử dụng bùn Anammox cũng như hiệu quả xử lý của toàn bộ mô hình, góp

3 phần tạo tiền đề cho các nghiên cứu về sau cũng như việc áp dụng thực tế mô hình này cho việc xử lý nước thải có nồng độ nitơ cao

4

CHƯƠNG 2 TỔNG QUAN

2.1 Tổng quan về ngành công nghiệp giết mổ và chế biến thịt gia súc

2.1.1 Tổng quan về đối tượng nghiên cứu

Công ty TNHH Một Thành Viên Việt Nam Kỹ Nghệ Súc Sản (VISSAN) địa

chỉ 420 Nơ Trang Long, phường 13, quận Bình Thạnh, thành phố Hồ Chí Minh, là một doanh nghiệp thành viên của Tổng Công ty Thương Mại Sài Gòn, được thành lập từ những ngày đầu giải phóng miền Nam thống nhất đất nước Công ty TNHH Một Thành Viên Việt Nam Kỹ Nghệ Súc Sản (VISSAN) hoạt động trong lĩnh vực công nghệ giết

mổ gia súc, đảm bảo các tiêu chuẩn vệ sinh, cung cấp thịt tươi sống cho nhu cầu của nhân dân Thành phố trong thời kỳ nền kinh tế cìn theo cơ chế bao cấp Sau đó, công ty

đã tham gia xuất khẩu thịt đông lạnh sang thị trường Liên Xô và các nước Đông Âu chủ yếu là dưới hình thức Nghị định thư

2.1.2 Công suất và quy trình giết mổ heo (Nguồn: Công ty VISSAN )

 Công suất giết mổ

- Khu tồn trữ heo với sức chứa 10.000 con

- Dây chuyền giết mổ heo: 03 dây chuyền của Đức, công suất 2.400 con/ca (6 h/ca)

 Quy trình giết mổ

Heo sau khi được đưa về chuồng trại sẽ được chăm sóc, nhịn ăn trong khoảng 24 giờ và thường xuyên theo dõi sức khỏe trước khi đem giết mổ Sau đó, các gia súc sẽ được chuyển từ khu tiếp nhận đến khu giết mổ Tại đây, các gia súc sẽ bị ngây ngất bằng điện trước khi mổ, sau khi giết mổ và được làm sạch, thịt sẽ được đưa vào phòng lạnh

để trữ, khi cần sẽ đem ra chế biến hoặc đưa ra thị trường nội địa tiêu thụ thịt tươi

5

Nước thải chứa huyết rơi vãi

Nước thải

Lông, móng Huyết dư

Nước thải

Lông Nước thải,

6

2.1.3 Công suất và quy trình giết mổ trâu, bò

- Công suất giết mổ: Khu tồn trữ trâu, bò với sức chứa 1000 con

- Dây chuyền giết mổ trâu, bò: 02 dây chuyền của Đức, sản xuất 1974, công suất

300 con/ca (6h/ca)

Nước thải

Mỡ vụn Nước thải, phân,

bao tử, ruột…

Xương vụn

Nước thải

Hình 2.2 Quy trình giết mổ trâu, bò

Trâu, bò sau khi quá trình gây choáng sẽ được đưa sang khâu chọc huyết, cắt đầu, lột da, mổ bụng và cắt đôi Sau đó chúng được đưa qua quá trình kiểm tra, rửa, chế biến

và tiêu thụ

2.1.4 Quy trình sản xuất xúc xích tiệt trùng

- Công suất thiết kế: 8000 tấn/ năm

7

Hình 2.3 Quy trình sản xuất xúc xích tiệt trùng

Nguyên liệu sau khi qua quá trình kiểm tra tiếp tục đến quá trình cắt, xay và nhồi định hình theo kích thước nhất định Sau khi sản phẩm được định hình sẽ được qua quá trình thanh trùng, sau đó được đưa qua khâu đóng gói

2.1.5 Quy trình sản xuất thịt nguội

- Công suất thiết kế: 5000 tấn/năm

8

Hình 2.4 Quy trình sản xuất thịt nguội

Nguyên liệu sau khi qua qua trình kiểm tra tiếp tục đến quá trình xâm muối, massage, xay nhuyễn và định hình theo kích thước nhất định Sau khi sản phẩm được định hình sẽ qua quá trình nấu hấp, cắt lát, đóng gói và hút chân không

9

Hình 2.5 Quy trình sản xuất đồ hộp

Nguyên liệu sau khi được kiểm tra tiếp tục đi đến quá trình xay và định hình theo kích thước nhất định, sau đó sản phẩm tiếp tục đi qua quá trình nấu hấp, cắt lát, đóng lon Sau cùng là được đưa đi thanh trùng và đóng thùng

2.1.7 Đặc tính nước thải giết mổ và chế biến thịt

 Các thành phần chính đóng góp vào tải lượng nước thải

Lượng máu trong nước thải: trong tất cả các loại nước thải, thì nước thải từ máu

có giá trị ô nhiễm cao nhất Bản thân máu có nồng độ BOD cao từ 150 000 – 200 000 mg/l, có thể đạt 405 000 mg/l Trong khi nước thải sinh hoạt có BOD khoảng 300 mg/l Trong các giai đoạn giết, chọc tiết và lột da, máu được sinh ra hoàn toàn, điều này dẫn

Dạ dày: phân trong dạ dày là nguồn thải quan trọng thứ hai Nó có thể góp phần đáng kể vào tổng tải lượng nếu không được xử lý đúng cách Việc thải bỏ toàn bộ trong

dạ dày làm BOD đạt 2,5 kg/tấn thịt hơi

 Các yếu tố phụ đóng góp vào tải lượng nước thải

Chuồng trại: chất thải tạo ra từ phân và nước tiểu, thức ăn, phân gia súc, chất tẩy rửa và làm sạch Chất thải sẽ đi vào cống thải do nước chảy tràn từ máng ăn, do mưa và nước rửa chuồng trại Chất thải ở cống, giả sử trừ chất rắn, ước tính BOD lên khoảng 0,25 kg/tấn LWK

Quá trình giết mổ: trong quá trình giết mổ, các chất thải sau được tạo ra:

+ Máu và mô được tạo ra trong quá trình lọc da rớt xuống sàn Sự ô nhiễm do da cùng với bụi và phân là nguồn ô nhiễm thứ hai Tải lượng chất thải cũng tăng do việc dọn vệ sinh khu vực này

+ Nước thải được tạo ra do sự nước tràn từ bể nước sôi chứa máu, chất bẩn, phân

và long (BOD khoảng 0,15 kg/tấn LWK) Máng dẫn nước thải từ quá trình làm sạch long chứa lông, máu và chất bẩn sau khi thu hồi lông (0,4 kg BOD/ tấn LWK) Lông dài được thu hồi có thể được chôn như chất thải rắn, rửa sạch và đóng kiện để bán (0,7 kg BOD/ tấn LWK) hay nó có thể thủy phân bằng nồi áp suất (1 kg BOD/ tấn LWK)

+ Chất nhầy và lớp vỏ ngoài ruột: quá trình làm sạch và rửa đóng góp 0,6 kg BOD/ tấn LWK

+ Các thành phần không ăn được như long, đầu, phổi, dạ dày cũng có mặt trong nước thải

Đóng gói: công đoạn cắt và lóc xương tạo ra các mảnh vụn, máu, xương và xương vụn Tổng tải lượng thải thô đối với nhà máy chế biến ước tính 5,7 – 6,7 kg BOD/tấn sản phẩm Quá trình chế biến thịt tạo ra chất thải từ:

+ Máu, mô và chất béo đi vào cống thải trong quá trình vệ sinh

+ Gia vị để chế biến chứa đường, chất béo Quá trình ngâm có thể tạo ra chất thải clorua cao, chỉ 25% của dịch ngâm được giữ lại trong sản phẩm

11

+ Khói và năng lượng tiêu thụ (góp phần vào ô nhiễm không khí)

Quá trình tách các phần ăn được: cả quá trình tách ước lẫn tách liên tục ở nhiệt

độ thấp cũng tạo ra nước thải chứa chất béo và protein còn sót lại (2 kg BOD/tấn LWK)

Bảng 2.1 Tải lượng BOD thải ra trong quá trình giết mổ

5 Mổ bụng

2,5 1,5 – 2 0,2 0,6 - 1

Nước mưa chảy tràn

Các hạng mục công trình đã được xây dựng hoàn chỉnh Cho nên, nước mưa sẽ

bị hạn chế thấm xuống đất, đồng thời làm hạn chế khả năng gây xói mòn mặt đất

12

Nếu hạn chế tối đa các nguồn thải có thể gây ô nhiễm nước mưa (nước thải, rác thải, dầu mỡ…) nước mưa tương đối sạch sẽ được thu gom tách riêng và thải ra môi trường tiếp nhận

Nước thải sinh hoạt

Nước thải phát sinh trong quá trình sinh hoạt của công nhân, nhân viên trong công ty Nước thải này chứa chủ yếu các chất cặn bã, các chất dinh dưỡng (N, P), các chất rắn lơ lửng (SS), các chất hữu cơ (BOD, COD và các vi khuẩn), khi thải ra ngoài môi trường nếu không được xử lý sẽ gây ô nhiễm nặng với môi trường

Dựa vào số lượng nhân viên trong công ty trung bình khoảng 1790 người/ ngày

và lượng nước sử dụng trung bình 143,2 m3/ngày.đêm có thể ước tính được tải lượng và nồng độ chất ô nhiễm trong nước thải sinh hoạt

Vì vậy, công ty có biện pháp xử lý nước thải trước khi xả trực tiếp ra nguồn tiếp nhận và hiện nay nước thải sinh hoạt tập trung vào hệ thống thu gom chung của nước thải sản xuất đưa về hệ thống xử lý nước thải tập trung để đạt tiêu chuẩn trước khi thải

ra nguồn tiếp nhận

Nước thải sản xuất

Chủ yếu là các chất hữu cơ phát sinh từ quá trình lưu giữ, giết mổ gia súc, từ các thực phẩm hư hỏng… nên chỉ tiêu SS, BOD, COD cao nên cần phải được ưu tiên xử lý trước khi đưa ra trực tiếp nguồn tiếp nhận

Do hệ thống xử lý nước thải là hệ thống chung nên sẽ gom tất cả các loại nước thải nêu trên và xử lý nên có sự pha loãng nồng độ giữa nước thải sinh hoạt, sản xuất tính chất nước thải có phần thay đổi

 Tính chất nước thải giết mổ và chế biến thịt động vật VISSAN

Tính chất nước thải của công ty VISSAN có kết quả phân tích nẫu nước nghiên cứu có kết quả như sau:

2.2 Tổng quan các quá trình sinh học để xử lý nitơ trong nước thải

2.2.1 Quá trình nitrate hóa và khử nitrate

a/ Quá trình nitrate hóa

Nitrate hóa lần lượt bao gồm 2 bước, đầu tiên ammonium chuyển thành nitrite, sau đó nitrite được oxy hoá thành nitrate Quá trình diễn ra nhờ vào 2 chủng vi khuẩn tự dưỡng: Vi khuẩn oxy hóa ammonium (AOB) và vi khuẩn oxy hóa nitrite (NOB) Trong

bước oxy hoá ammonium, Nitrosomonas là loại được tìm thấy nhiều nhất trong nhóm AOB và các loại khác bao gồm: Nitrosococcus và Nitrosospira, Nitrosolobus và

Nitrosorobrio (Watson và cộng sự, 1981) Trong bước tiếp theo, oxy hoá nitrite thành

nitrate, Nitrobacter là loại được tìm thấy nhiều nhất trong nhóm NOB và các loại khác bao gồm: Nitrospina, Nitrococcus và Nitrospira và Nitroeystis (Watson và cộng sự,

1981) Quá trình thông thường được chỉ ra trong các phản ứng năng lượng (phản ứng

14

Vi sinh vật sinh trưởng và duy trì bởi năng lượng nhận được từ các phản ứng này Phản ứng toàn bộ về năng lượng được mô tả ở phản ứng 2.3:

NH + 2O → NO + 2H + H O (2.3) Hơn nữa, hợp chất C5H7O2N đại diện cho các tế bào vi khuẩn và việc hình thành

tế bào vi khuẩn được mô tả ở phản ứng 2.4 (Tchobanoglous và cộng sự, 1991):

NH + 1,83O + 1,98HCO → 0,021C H NO + 0,98NO + 1,04H O +

pH cũng ảnh hưởng lớn đến vi khuẩn này, và pH tốt nhất cho vi khuẩn này hoạt động là 7,5- 8,6 Nồng độ DO nên duy trì lớn hơn 1 mg/L Ngược lại, nồng độ oxy thấp sẽ trở thành chất ức chế và quá trình nitrate hóa sẽ chậm hoặc dừng lại

methanol, etanol, acetate và glucose) cho sự phát triển của vi khuẩn do chúng là vi khuẩn

dị dưỡng Do đó giá thành xử lý sẽ tăng cao, nhất là khi nước thải có hàm lượng nitơ cao và nguồn cacbon hữu cơ dễ phân hủy sinh học có trong nước thải thấp (ví dụ: 1g

NO3--N sẽ cần tiêu tốn 2,47g methanol) Khử nitrate bao gồm 2 bước chính: nitrate chuyển thành nitrite và nitrite chuyển thành một số sản phẩm trung gian khác trước khi được khử thành khí nitơ

Nếu sử dụng methanol như nguồn cung cấp carbon cho tế bào thì phương trình

mô tả quá trình khử nitrate như sau:

 Bước 1:

6NO + 2CH OH → 6NO + 2CO + 4H O (2.6)

15

 Bước 2:

6NO + 3CH OH → 3N + 2CO + 3H O + 6OH (2.7) Tổng hợp 2 phương trình ta có:

6NO + 5CH OH → 3N + 5CO + 7H O + 6OH (2.8)

Theo McCarty và công sự (1969), 25% đến 30% lượng methanol cần thiết cho

nhu cầu năng lượng tổng hợp tế bào Trong một nghiên cứu qua mô phòng thí nghiệm,

McCarty và công sự (1969) đã đưa ra phương trình mô tả phản ứng khử nitrate như sau:

NO + 1,08CH OH + H → 0,065C H NO + 0,47N + 2,44H O + 0,76CO (2.9)

Giống như quá trình nitrate hóa, có một vài yếu tố ảnh hưởng đến quá trình khử nitrate Sự hiện diện của oxy tự do sẽ cản trở sự hoạt động hệ thống enzym cần cho quá trình khử nitrate Thông thường thì giá trị pH tăng lên trong suốt quá trình khử nitrate thành khí nitơ do tạo ra độ kiềm pH thích hợp cho quá trình này dao động từ 7 đến 8 tùy thuộc vào vi khuẩn tham gia vào quá trình khử nitrate Tốc độ loại bỏ nitrate và tốc

độ sinh trưởng của vi sinh cũng bị ảnh hưởng bởi nhiệt độ, và nhiệt độ thích hợp là từ 35- 500C Hơn nữa, vi sinh vật rất nhạy cảm với sự thay đổi của nhiệt độ (Tchobanoglous

và cộng sự, 1991)

Một hướng cải tiến khác nhắm vào sự thay đổi con đường chuyển hóa nitơ Ví

dụ điển hình là loại hình xử lý nitơ bằng “đi tắt” sinh học (Shortcut Nitrogen Biological

Removal, SNBR) (Furukawa và cộng sự, 2000), tức là khử ngay nitrite thành nitơ phân

tử thay cho khử nitrate nhằm giảm bớt nhu cầu oxy để đưa nitrite trở về nitrate và nhu cầu cacbon hữu cơ để khử nitrate thành nitrite rồi thành khí N2 Hệ thống SNBR cho phép giảm 25% nhu cầu oxy và khoảng 40% nhu cầu cacbon hữu cơ thể hiện như sau:

Bảng 2.3 So sánh các quá trình xử lý nitơ

(gO2/gN)

Hữu cơ (gCOD/gN)

Khí sinh ra (gCO2/gN)

Sinh khối (gSS/gN) Nitrate hóa – khử

16

Hình 2.6 chỉ ra nguyên lý các quá trình chuyển hóa nitơ, bao gồm qui trình nitrate

hóa và khử nitrate truyền thống và các quá trình mới (Furukawa và cộng sự, 2000)

Hình 2.6 Chu trình chuyển hóa nitơ

(Nguồn: Furukawa và cộng sự, 2000)

Ilies và Mavinic (2001) khảo sát các quá trình nitrate hóa và khử nitrate ở nhiệt

độ vận hành xuống còn 100C trong một hệ thống bùn hoạt tính thì hoạt tính của vi khuẩn nitrate hóa chỉ còn 10 – 30% Các tác giả chủ yếu cho rằng quá trình nitrate hóa bị ức chế bởi nhiệt độ vận hành, mặc dù các tác giả khác cho rằng có thể có những nhân tố khác như: thời gian lưu nước trong bể hiếu khí quá ngắn và giá trị pH thấp (tạo ra acid

nitrite gây ức chế VSV) Nhưng, Hoilijoki và cộng sự (2000) đã chứng minh rằng quá

trình nitrate hóa cũng có thể diễn ra thậm chí nhiệt độ xuống thấp còn 100C, 70C và có khi còn 50C Tuy nhiên, ở 50C thì quá trình nitrate hóa không bị ảnh hưởng trong hệ thống bùn hoạt tính kết hợp với giá thể, khi bùn hoạt tính không có giá thể thì chỉ loại

bỏ được 61% ammonium Các tác giả cho rằng VSV của quá trình nitrate hóa được bám dính vào giá thể sẽ không bị ảnh hưởng bởi nhiệt độ thấp Các tác giả chứng minh rằng

sử dụng công nghệ giá thể sinh học lơ lửng sẽ tránh được mối nguy hiểm mất mát sinh khối do sự bong tróc Hơn nữa, ở nhiệt độ thấp thì ảnh hưởng nhẹ lên tốc độ nitrate hóa

c/ Hệ thống kết hợp nitrate hóa – khử nitrate hóa

Hình 2.7 biểu diễn sơ đồ công nghệ xử lý nitơ bằng cách kết hợp công nghệ hiếu khí trước thiếu khí, nitrate hóa toàn bộ NH4+-N dưới hoạt động của các vi khuẩn AOB

và NOB Sau khi qua quá trình nitrate hóa, nước thải tiếp tục qua bể thiếu để khử nitrate Tại đây, thông thường cần bổ sung thêm dinh dưỡng (methanol, etanol, acetate, glucose ) nhằm nâng cao hiệu quả khử nitrate Công nghệ này ưu điểm là không cần tuần hoàn dòng nước từ bể thiếu khí về hiếu khí, nhưng nhược điểm của nó là phải tốn chi phí bổ sung dinh dưỡng ở bể thiếu khí để quá trình khử nitrate xảy ra hoàn toàn

17

Hình 2.7 Công nghệ xử lý nitơ sử dụng nguồn carbon bên ngoài

Hình 2.8 biểu diễn sơ đồ công nghệ xử lý nitơ bằng cách kết hợp công nghệ thiếu khí khử nitrate được đặt ở phía trước và hiếu khí nitrate hóa đặt ở phía sau Ưu điểm của công nghệ này là không cần bổ sung dinh dưỡng (tận dụng thành phần dinh dưỡng trong nước thải), nhưng nhược điểm của nó là phải tốn năng lượng để tuần hoàn dòng nitrate

từ bể hiếu khí về bể thiếu khí

Hình 2.8 Công nghệ xử lý nitơ sử dụng nguồn carbon từ dòng tuần hoàn

2.2.2 Quá trình nitrite hóa bán phần

a/ Giới thiệu

Quá trình nitrite hóa bán phần thực chất là một phần trong chuỗi phản ứng chuyển hóa từ Ammonium đến sản phầm cuối cùng là nitơ tự do Vậy nitrite hóa bán phần (Partial Nitriteation) là quá trình oxy hóa một phần Ammonium thành nitrite

NH + HCO + 0,75O → 0,5NH + 0,5NO + CO + 1,5H O (2.10) Trong quá trình nitrite hóa bán phần có sự tham gia chính nhóm vi khuẩn AOB

(Nitrosomonas, Nitrosococcus, Nitrosospira, Nitrosolobus, Nitrosorobrio…) và một phần nhỏ nhóm vi khuẩn NOB (Nitrobacter, Nitrococcus, Nitrospira, Nitrospina,

Nitroeystis…) theo phản ứng (2.11) và (2.12) sau:

Theo phương trình (2.10), HCO đóng vai cho như nguồn cung cấp carbon cho nhóm vi khuẩn hoạt động Bên cạnh đó, HCO còn giữ vai trò đệm cho môi trường

18

Theo phản ứng (2.11), quá trình oxy hóa Ammonium thành nitrite tạo ra H+, làm giảm

pH của môi trường Vì vậy, HCO sẽ phản ứng với H+ tạo môi trường kiềm cho hoạt động của vi sinh vật Hầu hết vi khuẩn trong quá trình nitrite hóa bán phần là vi khuẩn

tự dưỡng nên chúng sẽ sử dụng nguồn carbon là CO2 hoặc HCO cho quá trình tổng hợp

tế bào Nếu đại diện cho sinh khối của vi khuẩn nitrite hóa bán phần là C5H7NO2, thì phương trình tạo sinh khối sẽ là:

13NH + 15CO → 10NO + 3C H NO + 23H + 4H O (2.13)

Theo Szatkowska (2002) mô tả quá trình nitrite hóa bán phần có sự tổng hợp sinh

khối được mô tả theo phương trình (2.14) sau:

2,34NH + 1,85O + 2,66HCO → 1,32NO + 0,024C H NO + 2,54CO +

và Anammox trong cùng một thiết bị xử lý nitơ (Strous và cộng sự, 1997) Quá trình

này có khả năng loại bỏ ammonium trong nước thải với tải lượng cao mà không sử dụng

nguồn cacbon hữu cơ (Helmer và cộng sự, 2001) Quá trình xảy ra theo 2 bước (Strous

+ 0,85 g 0,435 + 0,13 + 1,4 + 1,3 (2.17) Nghiên cứu chi tiết cho thấy rằng bùn hạt CANON tạo thành bởi tổ hợp vi khuẩn AOB phân bố ở mặt ngoài, trong khi vi khuẩn Anammox thì phân bố bên trong Trong các công trình xử lý nước thải, các VSV hiếu khí và kỵ khí đóng vai trò quan trọng trong việc lựa chọn công nghệ và thiết bị xử lý Theo lý thuyết thì để cho chúng hoạt động xử

lý ammonium tốt thường phải tách riêng chúng ở trong hai thiết bị phản ứng riêng biệt

Để duy trì quá trình CANON, cần quan tâm đến 3 yếu tố: DO, nồng độ NH4+-N

và cộng đồng vi khuẩn AOB DO có 2 tác động đến quá trình này, nó là chất độc ức chế

19

đối với chủng AOB kỵ khí, ngược lại, DO là chất phản ứng trong việc hình thành NO2 Khi nghiên cứu quá trình trên, các nhà khoa học đã đưa ra nhận xét rằng nhóm vi khuẩn hiếu khí đã bao quanh nhóm vi khuẩn kỵ khí Lượng oxy được cho vào vừa đủ để oxy hóa hết một nửa lượng ammonium trong thiết bị phản ứng thành nitrite, lượng ammonium còn lại sẽ tham gia phản ứng với nitrite vừa sinh ra dưới tác dụng của nhóm

-vi khuẩn Anammox để tạo thành khí N2 Như vậy, tính toán chính xác liều lượng oxy cần cung cấp là điều kiện cần thiết để đạt được cân bằng giữa ammonium và oxy Nếu cung cấp quá mức oxy cần thiết sẽ dẫn đến quá trình oxy hóa bởi các nhóm vi khuẩn không mong muốn khác, chúng sử dụng oxy để chuyển hóa nitrite thành nitrate Nồng

độ DO thích hợp được đề nghị là 0,5±0,07 mg/L (Sliekers và cộng sự, 2003)

 Quá trình OLAND

OLAND là từ viết tắt của 5 chữ cái đầu tiên của cụm từ tiếng anh (Oxygen Limited Autotrophic Nitrification Denitrification), đó là quá trình xử lý nitơ trong cùng một thiết bị sử dụng các nhóm vi khuẩn hoàn toàn tự dưỡng, có tên đầy đủ là hệ thống

nitrite hóa, khử nitrite tự dưỡng trong điều kiện thiếu oxy (Beun và cộng sự, 2001)

Quá trình xảy ra theo 2 bước:

Oxy hóa một phần NH4+ thành NO2- với O2 là chất nhận electron

và bơm nước thải tổng hợp với nồng độ NH4+-N là 1000 mgN/L (không cung cấp carbon hữu cơ) ở các tải trọng khác nhau Sau một thời gian vận hành, vi khuẩn NOB giảm dần (khoảng 107 lần so với ban đầu), sự giảm nồng độ nitơ trong quá trình đồng thời quan sát được khí N2 tạo ra Hiệu suất loại bỏ nitơ tăng dần theo thời gian (với tải trọng 0,13

kg N/m3/ngày) Cơ chế loại bỏ nitơ được giả thiết do sự tự oxy hóa NH4+-N thành N2bởi NO2--N với một enzyme tương tự HydroxylAmine Oxidoreductase (HAO) bởi vi khuẩn nitrite hóa thông thường Bể được vận hành theo chu kì 2 giờ gồm: 80 phút hiếu khí và 40 phút kỵ khí (khử nitrite) Sau đó, thí nghiệm trên hệ OLAND với thiết bị phản ứng dạng đĩa quay sinh học (RBC, với các đĩa PVV có dung tích là 44L) đã đạt được

20

hiệu quả loại nitơ cao lên đến 89% với tải trọng bề mặt là 8,3 gN/m2.ngày (nước thải tổng hợp chứa 840 mg NH4+-N/L) Thành phần vi sinh của lớp màng sinh học OLAND

gồm các vi khuẩn AOB thuộc chi Nitrosomonas và các vi khuẩn Anammox gần với

Candidatus Kuenenia sttugartiensis

Không có sự khác biệt nào rõ ràng giữa quá trình OLAND và CANON Quá trình OLAND được thực hiện bởi chủng vi khuẩn hiếu khí AOB trong điều kiện DO bị giới

hạn (Pynaert và cộng sự, 2004), trong khi quá trình CANON được thực hiện bởi cả

chủng hiếu khí AOB và kỵ khí AOB trong điều kiện DO bị giới hạn So với quá trình loại bỏ nitơ thông thường, OLAND tiêu thụ ít hơn 63% DO và không yêu cầu độ kiềm

(Bock và cộng sự, 1995; Hippen và cộng sự, 1997; Pynaert và cộng sự, 2004)

Nồng độ DO là thông số quan trọng để kiểm soát quá trình OLAND, bởi vì cộng đồng AOB hiếu khí sẽ bị ức chế với nồng độ DO thấp (DO<0,1 mgO2/L) (Kuai and

Verstraete và cộng sự, 1998; Philips và cộng sự, 2002; Zang và cộng sự, 2004) So với

quá trình CANON, OLAND có tốc độ sinh bùn thấp hơn và có yêu cầu thấp hơn về nồng

độ nitrite (Wyffels và cộng sự, 2004; Windey và cộng sự, 2005)

Nếu loại bỏ ammonium bằng một quá trình bởi 2 nhóm vi khuẩn Nitrosomonas và

Anammox thì phản ứng của quá trình xảy ra theo phương trình phản ứng sau:

bể SBR Hiệu quả loại bỏ nitơ của quá trình SNAP có thể đạt đến 78,5% so với 48,9%

của quá trình CANON trong bể SBR (Liệu và cộng sự, 2005; Slierkers và cộng sự,

2002) Quá trình này có thể vận hành thành công trên đối tượng là nước thải giàu

ammonium DO, pH và nhiệt độ là các thông số quan trọng nhằm đảm bảo cho thành công của quá trình này

21

 Quá trình SHARON – ANAMMOX

Bể phản ứng SHARON (Single reactor system for High activity Ammonium Removal Over Nitrite) có thể tiếp nhận dòng vào với nước thải có nồng độ nitơ cao và dòng ra có tỷ lệ tổng nitơ ammonium và nitrite là 1:1 (TAN:NO2--N= 1:1), tùy thuộc vào tỷ lệ giữa tổng ammonium và tổng carbon vô cơ (TAN:TIC) trong dòng vào của bể phản ứng SHARON Dòng ra của bể phản ứng SHARON tiếp theo được chuyển đến bể phản ứng Anammox, tại đây những thành phần còn lại của TAN trong nước thải sẽ bị oxy hóa thiếu khí với chất nhận electron là NO2- và sản phẩm là N2 tự do

Trong hệ thống SHARON – Anammox, 53% ammonium từ nước tách bùn được chuyển hóa thành nitrite trong bể SHARON vận hành không kiểm soát pH với HRT là

1 ngày Dòng ra từ bể SHARON được nạp vào bể Anammox-SBR Kết quả nhận được cuối cùng là hơn 80% nitơ ammonium đã bị khử ở tải trọng 1,2 kg N/m3/ngày

Sự kết hợp 2 quá trình SHARON-Anammox có thể loại bỏ được nitơ trong khi năng lượng dùng cho thổi khí giảm đáng kể, không cần nguồn bổ sung carbon và lượng bùn tạo ra rất ít Tuy nhiên cũng như các quá trình Anammox khác, quá trình SHARON-Anammox gặp khó khăn trong việc làm giàu vi khuẩn Anammox và vận hành để bể phản ứng SHARON để cho tỷ lệ tương đồng giữa TAN và NO2--N

 Quá trình SNAD

Quá trình SNAD (Simultaneous partial Nitrification Anammox and Denitrification) là sự kết hợp 3 quá trình bao gồm nitrite hóa bán phần, oxy hóa kỵ khí

ammonium và khử nitrate xảy ra trong cùng một bể phản ứng Lin J.G và cộng sự, (2010)

thực hiện quá trình này ở qui mô full-scale để xử lý nước rỉ rác Bể phản ứng xử lý với lưu lượng trung bình 304 m3/ngày, thời gian lưu bùn 12 - 18 giờ Nồng độ trung bình ở đầu vào của COD, NH4+-N, NO3--N lần lượt là 554 mg/L, 634 mg/L và 3 mg/L; không

có nitrite Hiệu quả khử COD, ammonium-N trong bể lần lượt là 28% và 80% Nitơ tổng

bị loại bởi quá trình kết hợp Nitrite hóa bán phần và Anammox là 68% trong khi quá trình khử nitrate thực hiện được 8% trong tổng số nitơ bị khử và 23% trong tổng số COD

bị loại Kết quả nồng độ của NH4+-N, NO2--N, NO3--N và COD ở dòng ra lần lượt là 126; 6; 23; 399 mg/L

c/ Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình nitrite hóa bán phần

 pH, nồng độ ammonium từ do (FA) và acid Nitrous (FNA)

Theo Nghiên cứu của Anthonise (1976), pH ảnh hưởng đến sự cân bằng giữa

nitrite và dạng không ion hóa – acid nitrous tự do (FNA) và sự cân bằng NH4+/NH3 (Free Ammonium-FA) Những dạng không bị ion hóa của ammonium và nitrite như ammonium (NH3) và nitrous acid (HNO2) có ảnh hưởng lên cả Nitrosomonas và

22

Nitrobacter Dòng Nitrosomonas sps và dòng Nitrobacter sps đều nhạy cảm với chính

cơ chất của chúng và nhạy hơn đối với cơ chất của dòng còn lại Nitrobacter nhạy cảm

hơn với nồng độ NH3 tương đối thấp đủ để ức chế chúng Theo rất nhiều nghiên cứu tiến hành với nồng độ FA khác nhau cho thấy pH ảnh hưởng đến nồng độ FA và thông

qua đó gây ra sự ức chế vi khuẩn oxy hóa nitrite Theo Surmacs-Gorska (1997) nhận

thấy, pH của nước thải là thông số quyết định cho cho sự ức chế hoạt động của NOB

Tương tự, cho thấy có sự tích tụ nitrite đạt được tại pH cao Suthersan và Ganczarccyk

(1986) và đưa ra dự đoán có thể tích trữ nitrite khi kiểm soát pH tại 8 Hầu hết các tài

liệu đều đưa ra sự liên quan giữa tích trữ nitrite bằng sử dụng pH trong khoảng 7,5-8,5

làm yếu tố quyết định phù hợp cho ức chế vi khuẩn oxy hóa nitrite Tương tự, Balmelle

và cộng sự (1992), trong nghiên cứu của ông cũng cho thấy pH tối ưu khoảng 8.5 tương

tự như báo cáo của Wild (1971) và Jones và cộng sự (1983)

Jenicek và cộng sự (2004) cũng nhấn mạnh sự quan trọng của giá trị pH lên quá trình nitriteation và theo Tokutumi (2004) đó là điều cốt yếu Tokutumi (2004) đã vận

hành ở chế độ không điều chỉnh pH và thay đổi trong khoảng 6,6 - 8,0 theo chu kỳ hoạt động của bể nitriteation là 6 giờ Khi pH được điều chỉnh bằng NaOH lên 8,5 thì hiệu

quả của quá trình tăng Villaverde và cộng sự (1997) đánh giá ảnh hưởng của pH lên

hoạt động lớp biofilm của vi khuẩn nitrite hóa dưới điều kiện ổn định, kết quả cho thấy

sự tạo ra nitrite là do vi khuẩn oxy hóa nitrite rất nhạy cảm đến các yếu tố như nhiệt độ,

pH, DO và gây ra sự ức chế chúng Sự tích trữ nitrite bắt đầu khi pH trên 7,5 và gia tăng tiệm cận đến 85% cho giá trị pH 8,5 Sự tích trữ nitrite là do sự ức chế có lựa chọn lên

vi khuẩn oxy hóa nitrite bởi nồng độ FA gia tăng theo số mũ khi pH trên 7,5 pH ảnh hưởng đến sự phân phối NH4+/NH3 và NO2-/HNO2 Sau khi nâng pH lên 8,5 thì hơn 10% là dạng NH3 Ngược lại khi giảm pH xuống 7,0 thì NH3 biến mất Tương tự pH cũng ảnh hưởng đến NO2-/HNO2 Ở pH 7,5 không có acid nitrous hiện diện Nếu pH giảm xuống 6,0; HNO2 chiếm 0,2% Kết quả của Abeling và Seyfried (1992) cho thấy

giá trị pH trên 7,5 nên được duy trì làm ức chế lựa chọn cho vi khuẩn oxy hóa nitrite và

tạo sự tích trữ nitrite trong hệ thống Trong nghiên cứu nitrite hóa của Glass và

Silverstein (1998) cũng cho thấy có sự gia tăng rõ rệt tích trữ nitrite (250, 500 và 900

mg NO2-/L) trong bể SBR khi pH gia tăng lần lượt pH: 7,5 - 8,5 - 9 trong bể trong suốt quá trình nitrite hóa Ammonium tự do (FA) được hiểu là dạng không liên kết hay ammonium không ion hóa

Tốc độ nitrate hóa cực đại khi pH nằm trong khoảng 7,2 – 9,0 và giảm tuyến tính

khi pH < 7,2 Bằng cách xác định tốc độ quá trình nitrate hóa, Meyerhof (1916) tìm thấy

pH tối ưu cho hoạt động của Nitrosomonas là khoảng 8,5 – 8,8 và cho Nitrobacter là 8,3 – 9,3 Trong điều kiện pH < 7,0 hoặc > 8,9 tốc độ quá trình nitrate chỉ bằng 50% tốc độ cực đại, dừng hẳn khi pH trong khoảng 5,0 – 5,5 Các kết quả trên xác định trong trường

23

hợp quá trình nitrate hóa được tiến hành riêng Trong trường hợp kết hợp quá trình nitrate hóa và phản nitrate hóa thì pH tối ưu là khoảng 7-8

 Nồng độ oxy hòa tan (DO)

DO được sử dụng cho phản ứng oxy hóa của vi khuẩn nitrite hóa Lượng oxy

trong phương trình Stoichiometric cần cho quá trình nitrite hóa là 3,43 mg O2/mgNH3

và 1,14 mg O2/mgNO2- cho quá trình nitriteation Nhu cầu oxy nitơ (NOD- Nitrogen Oxygen Demand) theo lý thuyết là 4,57 mg/mg NH3 Khi tới giai đoạn nitrate hóa, nồng

độ DO là thông số quan trọng cho cả AOB cũng như NOB Nồng độ DO thấp dẫn đến

sự giảm rõ rệt tới tốc độ sản sinh NO2- bởi lượng nitrosomanas thấp (Goreau và cộng

sự, 1980) Tuy nhiên, AOB có thể chịu được nồng độ DO thấp hơn NOB Sự tích trữ

của nitrite tại nồng độ DO thấp có thể được giải thích bởi sự khác biệt trong hằng số bão hòa đối với DO (K0) giữa AOB và NOB theo Hanaki và cộng sự (1990) Sự tích trữ

nitrite có thể đạt được bằng cách kiểm soát nồng độ DO thấp bởi hệ số bão hòa oxy của

động học Monod cho nitriteation và nitriteation là 0,3 và 1,1 mg/L (Wiesmann, 1994)

Nói cách khác, nồng độ DO thấp ảnh hưởng rõ rệt đến hoạt động của NOB hơn

AOB (Leu và cộng sự, 1998), Hanaki và cộng sự (1990) Khi bể được vận hành ở nồng

độ DO thấp (<1,0 mg/L), tốc độ sinh trưởng quan sát của AOB nhanh gấp 2,56 lần so

với NOB (Tokutomi, 2004) Nồng độ DO < 1 mg/L được dự đoán là đủ để AOB chiếm

ưu thế Giới hạn DO được xem là thông số cho ức chế sự sinh trưởng của NOB và vì thế

có thể đạt được quá trình nitriteation Trong nghiên cứu bởi Hanaki và cộng sự (1990)

cho bể sinh trưởng lơ lửng ở nhiệt độ 250C, sự oxy hóa nitrite bị ức chế mạnh bởi nồng

độ DO thấp (<0,5 mg/L) Theo nghiên cứu này, nồng độ DO thấp không ảnh hưởng đến

sự oxy hóa ammonium, sự sinh trưởng của vi khuẩn oxy hóa ammonium tăng gấp đôi ở nồng độ DO thấp tạo ra thuận lợi bù lại cho tốc độ oxy hóa ammonium giảm trên một đơn vị tế bào sinh khối

Sự oxy hóa nitrite bị ức chế mạnh bởi nồng độ DO thấp và sự sinh trưởng của NOB không thay đổi Chính vì thế, tại nồng độ DO thấp dẫn đến sự sinh trưởng của AOB gấp đôi trong khi sinh trưởng NOB là không thay đổi, sẽ làm gia tăng nồng độ nitrite tạo ra Cùng với sự oxy hóa ammonium không bị ảnh hưởng sẽ dẫn đến sự tích

trữ nitrite tới 60 mgN/L tại HRT là 2,0 - 3,8 L/ngày (Hanaki và cộng sự, 1990)

Stenstrom và Poduska (1980) nhận thấy nồng độ DO cho nitrite hóa tối ưu là không xác

định rõ Ở MCRT cao hơn, quá trình nitrite hóa có thể đạt được ở DO trong khoảng từ 0,5 - 1,0 mg/L Ở MCRT thấp nồng độ DO cần cao hơn Dựa trên phân tích của nghiên

cứu bởi Stenstrom và Poduska (1980), nồng độ DO thấp nhất mà quá trình nitrite hóa xảy ra là khoảng 0,3 mg/L, trong khi của Pollice và cộng sự (2002) nghiên cứu ảnh

hưởng của tuổi bùn và cấp khí cho sự oxy hóa ammonium thành nitrite Kết quả cho

24

thấy, tại nhiệt độ và pH đã cho, tuổi bùn là thông số then chốt cho nitrite hóa bán phần trong khi nguồn cấp oxy không giới hạn Dưới điều kiện nguồn oxy giới hạn, sự chuyển hóa hoàn toàn và ổn định của ammonium thành nitrite đạt được không phụ thuộc vào tuổi bùn Thông số tuổi bùn chỉ cho thấy vài ảnh hưởng lên động học oxy hóa ammonium dưới điều kiện giới hạn Oxy

Có thể nói DO là một trong những yếu tố ảnh hưởng lớn nhất đến quá trình nitrite hóa bán phần Quá trình tích lũy nitrite, oxy hóa Ammonium, loại bỏ nitơ đều phụ thuộc vào nồng độ oxy hòa tan Lượng oxy cần thiết cho quá trình oxy hóa Ammonium và oxy hóa nitrite theo phương trình (2.11) và (2.12) lần lượt là 3,43 mgO2/mg NH4+-N và 1,14 mgO2/mg NH4+-N Như vậy lượng oxy cho cả quá trình nitrate hóa là 4,57 mgO2/mg

NH4+-N điều đó cho thấy nhu cầu oxy cho nitrate hóa là rất cao

Mặc dù DO là tác nhân cần thiết để nâng cao hoạt tính của nhóm vi khuẩn nitrite hóa và nitrate hóa Tuy nhiên, các nghiên cứu gần đây về nồng độ DO cho thấy vi khuần AOB thích hợp ở DO thấp so với vi khuẩn NOB Ngoài ra NOB còn bị ức chế khi DO

xuống quá thấp Nghiên cứu của Ma và cộng sự (2009) thiết lập mô hình xử lý nitơ bằng

hệ thống dòng chảy liên tục (V=300L) đối với nước thải đô thị bằng việc kiểm soát nồng

độ DO tại 0,4-0,7 mg/L Nghiên cứu cho thấy đã oxy hóa được trên 95% hợp chất nitơ tại thời điểm kết thúc thổi khí khi sử dụng phương pháp Nitrite hóa bán phần Ngoài ra, hiệu quả loại bỏ nitơ cao hơn 20% so với phương pháp khử nitơ truyền thống và giảm được 24% chi phí năng lượng cho quá trình cấp khí Tổng hợp đánh giá ảnh hưởng của

DO đến quá trình nitrite hóa bán phần được Parades và cộng sự (2007) trình bày ở bảng

0,5 Ức chế quá trình oxy hóa và tích lũy nitrite

6 Nitrate hóa toàn phần

<0,5 Tích lũy Nitrite và Ammonium

Bùn hoạt tính 0,7 Tích lũy nitrite lên đến 67%

1,0 Oxy hóa 80% NH , trong đó 80% là NO 1,4 Oxy hóa 99% NH , trong đó 70% là NO

>1,7 Nitrate hóa toàn phần 2,4 Oxy hóa 99% NH , trong đó 10% là NO

25

Bể

Biofilm-Airlift

1,0 Cân bằng và tích lũy nitrite 100%

<1,0 Chuyển hóa Ammonium và tích lũy NO , NO

đều thấp 1,5 50% NH chuyển hóa thành NO

>2,5 Nitrate hóa toàn phần, quá trình oxy hóa NH phụ

thuộc vào tải trọng Ammonium

Khi tăng nồng độ DO sẽ làm tăng nitrate ở dòng

ra Quá trình tích lũy nitrite sẽ bị giảm

nitrite cao hơn trong hệ thống xử lý nước thải không có khử nitrite trong mùa hè

Nhiệt độ tối ưu cho quá trình sinh trưởng của vi khuẩn nitrite hoá là 28 – 360C, trong đó khoảng nhiệt độ chấp nhận được là từ 5 – 500C Tuy nhiên, khi nhiệt độ nhỏ hơn 150C tốc độ nitrite hoá diễn ra chậm và hầu như vi khuẩn nitrite hoá không còn sinh trưởng ở nhiệt độ nhỏ hơn 40C

 Độ kiềm

Độ kiềm là yếu tố quan trọng đối với quá trình Nitrite hóa bán phần Quá trình chuyển hóa một phần hay toàn bộ Ammonium thành nitrite phụ thuộc vào độ kiềm trong

26

nước thải Theo phương trình (2.10), 1 mol NH tiêu tốn khoàng 1 mol NO cho quá trình chuyển hóa Chính vì vậy nếu pH xuống thấp hơn 6,5 tương ứng với độ kiềm thấp, quá trình nitrite hóa bán phần có thể bị ức chế hoàn toàn

Độ kiềm trong nước thải có 2 vai trò chính: (1) cung cấp nguồn carbon cho quá trình tổng hợp tế bào của nhóm vi khuẩn oxy hóa Ammonium, (2) trung hòa H+ trong phản ứng tạo môi trường cho vi khuẩn phát triển

 Những hợp chất ức chế

Phillips và cộng sự (2000) đã đưa ra hàng chục chất thử nghiệm bởi Tomlinson

và cộng sự (1966), chỉ có chlorate, cyanate, azide và hydrazine gây ức chế quá trình oxy

hóa nitrite hơn so với quá trình oxy hóa ammonium Azide (50% tại 0,3 mM vivo) cho

thấy có sự ức chế lựa chọn mạnh lên oxy hóa nitrite (Ginestet và cộng sự, 1998)

Chlorate (20 mM) được sử dụng để ngừng oxy hóa nitrite trong hệ thống bùn hoạt tính

(Surmacz-Gorska và cộng sự, 1996) Thí nghiệm được tiến hành với NaClO (sodium

chlorate, 10 mM) cho thấy nó ức chế sự oxy hóa NO2- thành NO3- nhưng không ảnh hưởng sự oxy hóa đến NH4+ thành NO2-

2.2.3 Quá trình Anammox

a/ Giới thiệu

Đối với nhiều loại nước thải có hàm lượng các chất dinh dưỡng (N, P) trung bình

và cao thì việc xử lý để loại bỏ chúng trước khi xả vào môi trường đang là nhu cầu bức thiết hiện nay Nguy cơ tác động lớn nhất khi xả nước thải giàu nitơ, phospho vào các thủy vực là sẽ gây nên hiện tượng phú dưỡng Hậu quả của phú dưỡng là kích thích sự phát triển mạnh các loài tảo, làm phá vỡ chuỗi thức ăn ổn định của các hệ sinh thái thủy vực, gây ô nhiễm nước và làm bồi cạn các thủy vực

Các hệ thống xử lý nước thải bậc 2 thông thường được thiết kế để loại các chất hữu

cơ (đánh giá qua các thông số BOD5, COD), thường chỉ loại được một phần nitơ Do vậy, việc loại nitơ phải được tiến hành ở các giai đoạn tiếp theo sau, đó là xử lý bậc cao Công nghệ sinh học truyền thống để xử lý nitơ lâu nay là dựa vào sự kết hợp của 2 quá trình: nitrate hóa và khử nitrate Do công nghệ xử lý truyền thống này có những hạn chế nhất định nên việc cải tiến công nghệ xử lý nitơ đã được quan tâm vào thập niên cuối của thế

kỷ 20

Năm 1995, phản ứng chuyển hóa nitơ mới đã được phát hiện (Van de Graaf và cộng sự, 1995) đó là phản ứng oxy hóa ammonium trong điều kiện kỵ khí, trong đó ammonium được oxy hóa bởi nitrite thành khí N2, không cần cung cấp cacbon hữu cơ Sự phát hiện này đã mở ra các hướng phát triển kỹ thuật mới để xử lý nitơ trong nước thải, đặc biệt là các loại nước thải có hàm lượng nitơ cao Trong vòng 2 thập niên qua, đã bùng

27

nổ các nghiên cứu liên quan đến anammox và ứng dụng của nó Trên bình diện lý thuyết, chu trình nitơ trong tự nhiên đã được bổ sung thêm một mắt xích mới, còn trên bình diện công nghệ, đã có các nhà máy xử lý nitơ bằng quá trình Anammox được xây dựng và vận hành ở Hà Lan, Đức, Áo (Gut, 2006), (Szatkowska, 2007)

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

sở tính toán nhiệt động học (Broda, 1977), (Van de Graaf và cộng sự, 1995) đã dự báo về

sự tồn tại của các vi khuẩn tự dưỡng có khả năng oxy hóa ammonium bởi Nitrate, nitrite:

NH + NO → N + NO + 2H O ∆Go = -357kj/mol (2.22) 5NH + 3NO → 4N + 2H O + H ∆Go = -297kj/mol (2.23) 5NH + 1,5O → NO + 2H O + 2H ∆Go = -297kj/mol (2.24) Mãi 17 năm sau minh chứng đầu tiên về phản ứng Anammox mới được phát hiện

ở một bể lắng sau bể khử Nitrate trong hệ thống xử lý và bể phân hủy bùn tại 19 brocades (Delft, Hà Lan) Qua theo dõi sự cân bằng nitơ, các tác giả đã phát hiện thấy sự giảm đồng thời nồng độ ammonium và nồng độ nitrate, nitrite cùng sự tạo thành nitơ phân

Gist-tử ở điều kiện kỵ khí (Strous và cộng sự, 1997), (Strous và cộng sự, 1998), (Vande Graaf

và cộng sự, 1996)

Nhóm các nhà khoa học thuộc Đại học Kỹ thuật Delft sau đó đã tiến hành các mô

tả và xác nhận ban đầu quá trình Anammox (Jetten và cộng sự, 2001), (Strous và cộng sự, 1999) Theo đó, quá trình Anammox được xác định là một quá trình sinh học, trong đó ammonium được oxy hóa trong điều kiện kỵ khí với nitrite là yếu tố nhận điện tử để tạo thành nitơ phân tử với sự tham gia của vi khuẩn Anammox

Tiếp theo đó phản ứng Anammox cũng đã lần lượt được phát hiện và nhận dạng vi khuẩn Anammox tại các hệ thống xử lý nước thải bởi các nhà khoa học Đức (Egli và cộng

sự, 2001), Nhật Bản (Furukawa và cộng sự, 2000), Thụy Sĩ (Pynaert và cộng sự, 2002)

và Bỉ (Schimid và cộng sự, 2000)

Từ sự phát hiện trên (trong nhiều hệ thống xử lý nước thải có nồng độ ammonium cao) các nhà khoa học đi đến việc tìm kiếm các vi khuẩn tham gia quá trình Anammox trong các hệ sinh thái tự nhiên Thực vậy, đã chứng minh được rằng phản ứng Anammox giữ 50% vai trò tạo khí nitơ trong trầm tích biển (Bess và cộng sự, 2003), (Kuypers và cộng sự, 2003) tại vùng nước thiếu khí dưới đáy đại dương ở Costa Rica (Dalsgaard và cộng sự, 2002) Các vi khuẩn Anammox thuộc một chi mới cũng phát hiện được trong vùng nước gần đáy biển đen (Dalsgaard và cộng sự, 2002)

28

Trên cơ sở phát hiện mới về phản ứng Anammox và các vi khuẩn này tham gia mà chu trình chuyển hóa nitơ tự nhiên ghi nhận trong sách giáo khoa trước nay đã được bổ sung thêm một mắt xích mới là quá trình Anammox

Như đã nói ở trên, Anammox là quá trình oxy hóa ammonium bởi nitrite bằng một phản ứng hóa học đơn giản với tỷ lệ mol NH4+ : NO2- = 1:1,32 Trên cơ sở cân bằng khối lượng từ thí nghiệm nuôi cấy làm giàu với kỹ thuật mẻ liên tục (SBR) có tính đến sự tăng trưởng sinh khối, phản ứng trong quá trình Anammox được xác định với các hệ số tỉ lượng như sau (Furukawa và cộng sự, 2000), (Schimid và cộng sự, 2000):

+ 1,32 + 0,066 + 0,13 → 1,02 + 0,26 +

0,066 . . + 2,03 (2.25)

Một lượng nhỏ nitrate tạo thành và phương trình phản ứng (2.25) đã được chấp nhận để tính toán và giải thích về phản ứng Anammox

Cơ chế sinh hóa

Dựa vào kết quả khảo sát đồng vị 15N đã đề xuất một cơ chế hóa sinh của quá trình Anammox (Schmid và cộng sự, 2003)

Theo đó, quá trình đi qua sản phẩm trung gian là hydrazine (N2H4) với sự tham gia của enzyme HZO tương tự enzyme HAO tham gia oxi hóa hiếu khí ammonium, HZO xúc tác phản ứng oxy hóa hydrazine thành nitơ phân tử (G0 = - 288 kj/mol) Các điện tử từ quá trình oxy hóa này (4e-) giúp chuyển đổi nitrite thành hydroxylamine với sự xúc tác của một enzyme tạm gọi là NR (G0 = -22,5kj/mol) Hydroxylamine tạo ra sẽ phản ứng kết hợp với ammonium để tạo ra hydrazine mới xúc tác bởi enzyme HH (G0 = -46kj/mol) Chu trình được các enzyme xúc tác cứ như thế sẽ được lặp lại liên tục

Một điểm khá thú vị liên quan đến enzyme HZO của vi khuẩn Anammox là có cấu trúc tương tự như enzyme HAO của vi khuẩn nitrosomonas, tức là chứa các cytochrome

C (cyt C) với nhân Haem C hấp thu ánh sáng ở bước sóng λ = 468nm (tương tự P460 của HAO (Lindsay và cộng sự, 2001) Vì nhân của các Haem này là ion sắt (FeII và FeIII), nên vi khuẩn Anammox có màu đỏ đặc trưng khi quần tụ ở mật độ lớn, xuất hiện màu đỏ trong bùn hoạt tính là một chỉ thị tốt về sự hiện diện của vi khuẩn Anammox

Các nghiên cứu ban đầu về nhóm vi khuẩn Anammox cho thấy phản ứng kết hợp ammonium với hydroxylamine và oxy hóa hydrazine xảy ra bên trong một “thể” gọi là Anammoxosome Anammoxosome nằm trong tế bào, bao bọc bởi màng lipid ladderane,

và có thể tách nguyên vẹn từ tế bào Anammox (Van Niftrik và cộng sự, 2004) Tính chất

và chức năng của Anammosome vẫn đang được nghiên cứu và được là một trong những vấn đề thú vị của sinh học tế bào (Schmid và cộng sự, 2005) Hình 2.9 cho thấy sự phân khoang ở tế bào Anammox, trong đó thấy rỏ vị trí của Anammoxosome