Đánh giá hiệu quả sử dụng năng lượng, đề xuất giải pháp cải thiện và xây dựng hệ thống quản lý năng lượng tại trạm xử lý nước thải khu chế xuất tân thuận

TÓM TẮT LUẬN VĂN Nội dung của luận văn báo cáo kết quả nghiên cứu ứng dụng quá trình SNAP Single-stage Nitrogen removal using Anammox and Partial nitritation – một sự kết hợp hai quá trì

Cán bộ hướng dẫn khoa học : PGS.TS Nguyễn Phước Dân

Cán bộ chấm nhận xét 1 : TS Thái Văn Nam

Cán bộ chấm nhận xét 2 : TS Đặng Vũ Bích Hạnh

Luận văn thạc sĩ được bảo vệ tại Trường Đại học Bách Khoa - Đại học Quốc Gia Thành phố Hồ Chí Minh, ngày 30 tháng 07 năm 2014

Thành phần Hội đồng đánh giá luận văn thạc sĩ gồm:

(Ghi rõ họ, tên, học hàm, học vị của Hội đồng chấm bảo vệ luận văn thạc sĩ)

TRƯỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA Độc lập - Tự do - Hạnh phúc

NHIỆM VỤ LUẬN VĂN THẠC SĨ

Họ tên học viên: ĐẶNG VĂN DIỄN MSHV: 11256011

Ngày, tháng, năm sinh: 24/11/1985 Nơi sinh: Bình Định

Chuyên ngành: Công nghệ môi trường Mã số: 608506

I TÊN ĐỀ TÀI: ỨNG DỤNG QUÁ TRÌNH SNAP ĐỂ LOẠI BỎ AMONI

TRONG XỬ LÝ NƯỚC RỈ RÁC CŨ

II NHIỆM VỤ VÀ NỘI DUNG:

- Thiết kế và lắp đặt mô hình thí nghiệm xử lý nitơ bằng công nghệ SNAP

- Vận hành giai đoạn 1: đánh giá khả năng bám dính và làm giàu của bùn anammox trên giá thể, được thực hiện với nước thải nhân tạo;

- Vận hành giai đoạn 2: Khảo sát hiệu quả xử lý của quá trình SN P ở ba tải trọng nitơ khác nhau 0,6; 1,0 và 1,4 kg N/m3 ngày) trên nước rỉ rác cũ pha loãng;

- Phân tích các chủng bùn vi sinh hiện diện trong bể phản ứng

III NGÀY GIAO NHIỆM VỤ: 01/2014

IV NGÀY HOÀN THÀNH NHIỆM VỤ: 07/2014

Phước Dân, Thầy đã tận tình hướng dẫn, giúp đỡ cũng như tài trợ kinh phí cho em trong suốt thời nghiên cứu tại phòng thí nghiệm khoa Môi Trường - trường Đại học Bách Khoa Tp.HCM Em xin cảm ơn các Thầy, Cô trong khoa Môi trường đã cung cấp những kiến thức quý báu trong việc nghiên cứu cũng như giúp đỡ em rất nhiều trong thời gian học tập tại trường

Xin gửi lời cảm ơn đến các Anh, Chị, Em, các bạn cùng các em sinh viên làm việc tại phòng thí nghiệm khoa Môi trường – Đại học Bách Khoa Tp.HCM đã giúp

đỡ và tạo điều kiện để tôi có thể thực hiện tốt luận văn này, đặc biệt là anh Phan Thế Nhật – nghiên cứu sinh đề tài anammox

Cuối cùng, xin bày tỏ lòng biết ơn sâu sắc đến gia đình, người thân và những người bạn đã động viên, giúp đỡ và cùng tôi bước trên những chặng đường học tập

đã qua

Tp.Hồ Chí Minh, ngày 15 tháng 07 năm 2014

Đặng Văn Diễn

TÓM TẮT LUẬN VĂN

Nội dung của luận văn báo cáo kết quả nghiên cứu ứng dụng quá trình SNAP (Single-stage Nitrogen removal using Anammox and Partial nitritation) – một sự kết hợp hai quá trình nitrat hóa bán phần và anammox trong cùng một bể phản ứng để

xử lý nitơ trong nước rỉ rác cũ ở bãi chôn lấp Gò Cát TP HCM

Nước đầu vào được pha loãng ở các nồng độ 300, 500 và 700 mg/l qua các giai đoạn vận hành ở các tải trọng khác nhau 0,6; 1,0; 1,4 kg N/m3

/ngày Các thông số kiểm soát bao gồm pH = 7,5-7,8; DO = 3,9-4,1; HRT = 8-12 giờ Quá trình SNAP đạt được hiệu quả xử lý cao nhất ở tải trọng 1,4 kg N/m3

/ngày và thời gian lưu nước

12 giờ, với hiệu suất chuyển hóa amoni là 94% và hiệu suất khử nitơ tổng đạt 85,5% Tổng lượng bùn trong toàn bộ bể SNAP sau thời gian vận hành là 67,536 g-

SS hay 26,968 g VSS Tỉ số tạo bùn 0,258 g SS/ngày hay 0,185 g VSS/ngày Đặc tính của bùn SN P được nghiên cứu ở giai đoạn cuối của quá trình Kết quả kiểm nghiệm phân tích DNA cho thấy bùn SNAP bao gồm hai nhóm vi khuẩn chính, bao

gồm AOB (gần giống với Nitrosomonas europaea) và anammox (KOLL2a, Anoxic

biofilm clone Plal-1, KU2 và KU1)

Tóm lại, nghiên cứu này đã thể hiện được quá trình SNAP có khả năng loại bỏ nitơ trong nước rỉ rác với hiệu quả cao, so với các quá trình khác như OL ND hoặc CANON Nghiên cứu cũng giới thiệu một loại giá thể bám dính mới có khả thi để

áp dụng trong xử lý nước thải Tuy nhiên, cần có những nghiên cứu cao hơn để có thể áp dụng công nghệ này trong thực tế nhằm xử lý các loại nước thải ở Việt Nam

ABSTRACT

In this thesis, results of study on SNAP (Single-stage Nitrogen removal using Anammox and Partial nitritation) – a combined partial nitritation and anammox for treatment of old landfill leachate from Go Cat landfill in Ho Chi Minh city are reported

Influent was diluted in 300, 500 and 700 mg/l, corresponding with 0.6; 1.0; 1.4

kg N/m3/day The main control parameters were pH = 7.5-7.8; DO = 3.9-4.1; HRT

= 8-12 hours The SNAP reactor achieved highest performance at loading rate of 1.4 kg N/m3/day and hydraulic retention time (HRT) of 12 hours, with 94% ammonium conversion rate and 85.5% total nitrogen removal The total sludge in SNAP reactor after operation was 67.536 g SS or 26.968 g-VSS Ratio of the sludge production was 0.258 g SS/day or 0.185 g VSS/day Characterization of sludge from the SNAP process was investigated in the final phase of study Results of DNA analyses indicated that the SNAP sludge contained two major groups of

bacteria, including AOB (close relatives of Nitrosomonas europaea) and anammox (KOLL2a, Anoxic biofilm clone Plal-1, KU2 and KU1)

In conclusion, this study has presented the SNAP process was possible for nitrogen removal in old landfill leachate with high efficiency, compared to other processes such as OLAND or CANON This study also introduced a new kind of bio-mass carrier which is feasible for practice However, it requires that more advanced studies are necessary to apply this technology for wastewater treament in practice in Vietnam

CỘNG HÒA XÃ HỘI CHỦ NGHĨ VIỆT NAM

Độc lập –Tự do – Hạnh phúc

LỜI CAM ĐOAN

Họ và tên học viên: ĐẶNG VĂN DIỄN MSHV: 11256011

Ngày tháng năm sinh: 24 11 1985 Giới tính: Nam Nơi sinh: Bình Định Chuyên ngành: Công nghệ môi trường MS: 60 85 06

Tên đề tài: Ứng dụng quá trình SN P để xử lý nitơ trong nước rỉ rác cũ

Ngày bắt đầu: 15/10/2013 Ngày hoàn thành: 30/06/2014

Cán bộ hướng dẫn: PGS.TS Nguyễn Phước Dân

Tôi cam đoan luận văn này là công trình nghiên cứu của tôi Những kết quả và số liệu trong luận văn chưa được ai công bố dưới bất cứ hình thức nào Tôi hoàn toàn chịu trách nhiệm trước Nhà trường về sự cam đoan này

HCM, ngày 15 tháng 7 năm 2014

Đặng Văn Diễn

DANH SÁCH HÌNH

Hình 2.1 Bố trí các bước xử lý trong quá trình nitrat hóa – khử nitrat 6

Hình 2.2 Ảnh hưởng của pH lên môi trường làm giàu Nitrosomonas và Nitribacter 14

Hình 2.3 Sơ đồ công nghệ ứng dụng quá trình SHARON – ANAMMOX 17

Hình 2.4 Sơ đồ công nghệ ứng dụng nitrit hóa – anammox trong hai bể phản ứng 18 Hình 2.5 Sơ đồ công nghệ ứng dụng nitrit hóa và anammox trong một bể phản ứng 19

Hình 3.1 Sơ đồ bể phản ứng SNAP 42

Hình 3.2 Kích thước bể phản ứng SNAP 42

Hình 3.2 Giá thể sinh học được sử dụng trong nghiên cứu 44

Hình 3.3 Bùn anammox (a) và bùn hoạt tính b) được lấy để thí nghiệm 45

Hình 4.1 Sự biến thiên của CE, NRE và nitơ ở giai đoạn thích nghi anammox 55

Hình 4.2 Sự biến thiên ACE, NRE và thành phần nitơ giai đoạn thích nghi AOB 56

Hình 4.3 Ảnh hưởng của HRT lên quá trình SNAP (amoni dòng vào 300 mg/l) 57

Hình 4.4 Hiệu suất xử lý ở các HRT khác nhau 58

Hình 4.5 Hiệu quả xử lý của quá trình SNAP ở các tải trọng khác nhau 59

Hình 4.6 Mối tương quan giữa ACE và NRE 60

Hình 4.7 Sự biến thiên các thành phần nitơ dòng ra 61

Hình 4.8 Hiệu quả khử COD của quá trình SNAP ở ba tải trọng 64

Hình 4.8 Màu sắc bùn bám trên giá thể (a) và bùn bị trôi ra ngoài (b) 65

Hình 4.9 Kết quả khuyếch đại vùng 16S rDNA - anammox 67

Hình 4.10 Kết quả khuyếch đại vùng 16S rDNA - AOB 69

Hình P1 Các thiết bị dùng trong mô hình thí nghiệm 13

Hình P2 Lắp đặt mô hình thí nghiệm 14

Hình P3 Rót bùn anammox vào mô hình 15

Hình P4 Bùn anammox bám lên giá thể sau một ngày 16

Hình P5 Sinh khối anammox trên giá thể sau 21 ngày vận hành 17

Hình P6 Bùn anammox không bám lắng dưới đáy bể 18

Hình P7 Đưa bùn hoạt tính AOB vào mô hình 19

Hình P8 Sinh khối SNAP sau 35 ngày vận hành 20

Hình I.1 Cây phát sinh loài của chủng Anammox 24

Hình II.1 Cây phát sinh loài S1 33

DANH SÁCH BẢNG

Bảng 2.1 So sánh các quá trình sinh học đã đề cập [80], [82] 25

Bảng 2.2 Thành phần nước rỉ rác ở bãi chôn lấp Gò Cát [88] 28

Bảng 2.3 Thành phần nước rỉ rác ở một số nơi trên thế giới 29

Bảng 2.4 Tiêu chuẩn xả thải nước rỉ rác của một số nước 31

Bảng 2.5 Các quá trình lý học, hóa học và sinh học dùng để xử lý nước rỉ rác [92] 32 Bảng 3.1 Thông số kỹ thuật các thiết bị của mô hình nghiên cứu 43

Bảng 3.2 Thành phần của nước nhân tạo cho quá trình làm giàu bùn anammox [80] 46

Bảng 3.3 Các thông số vận hành thí nghiệm 48

Bảng 3.4 Các phương pháp phân tích 49

Bảng 4.1 So sánh hiệu quả xử lý của quá trình SNAP với các quá trình khác 62

Bảng 4.2 Các thông số SS và VSS của bùn 66

Bảng 4.3 So sánh trình tự đoạn gen tương đồng với vùng 16S rDNA 68

KÝ HIỆU CHỮ VIẾT TẮT

ACE Hiệu suất chuyển hóa amoni - ammonium conversion efficiency

ANAMMOX Oxi hóa amoni kỵ khí – anaerobic ammonium oxidation

AOB Vi khuẩn oxi hóa amoni – ammonium oxidation bacteria

BOD Nhu cầu oxy sinh học – biochemical oxygen demand

COD Nhu cầu oxi hóa học – chemical oxygen demand

CANON Khử nitơ bằng quá trình tự dưỡng hoàn toàn thông qua nitrit -

Completely autotrophic nitrogen removal over nitrite

DENAMMOX Oxy hóa amoni khử nitrit - Denitrifying ammonium oxidation

DO Nồng độ oxi hòa tan – dissolved oxygen

FA Amoni tự do – free ammonium

FNA Axit nitric tự do – free nitrous acids

HRT Thời gian lưu nước – hydraulic retention time

MLSS Chất rắn lơ lửng – mixed liquor suspended solid

NOB Vi khuẩn oxi hóa nitrit – nitrite oxidizing bacteria

NRE Hiệu suất loại bỏ nitơ – nitrogen removal efficiency

PVA Polyvinyl alcohol

SBNR Shortcut biological nitrogen removal

SBR Bể phản ứng sinh học theo mẻ - Sequencing bio-reactor

SHARON Single reactor systems for high activity ammonium removal

SRT Thời gian lưu bùn – sludge retention time

TCVN Tiêu chuẩn Việt Nam

TN Tổng nitơ – total nitrogen

TOC Tổng cacbon hữu cơ – total organic carbon

VFA xit béo bay hơi – volatile Fatty Acid

VSS Chất rắn lơ lửng bay hơi – volatile suspended solids

MỤC LỤC

DANH SÁCH HÌNH viii

DANH SÁCH BẢNG x

KÝ HIỆU CHỮ VIẾT TẮT xi

MỤC LỤC xiii

CHƯƠNG 1 MỞ Đ U 1

1.1 Đặt vấn đề 1

1.2 Mục tiêu nghiên cứu 2

1.3 Đối tượng nghiên cứu 3

1.4 Ý nghĩa khoa học và thực tiễn 3

1.5 Tính mới của đề tài 3

CHƯƠNG 2 TỔNG QUAN 4

2.1 Các công nghệ truyền thống và phương pháp mới để xử lý nitơ 4

2.1.1 Các công nghệ truyền thống xử lý nitơ 4

2.1.1.1 Quá trình nitrat hóa và khử nitrat 4

2.1.1.2 Các biến thể của quá trình khử nitơ truyền thống 7

2.1.2 Các quá trình sinh học mới để xử lý nitơ 8

2.1.2.1 Quá trình ANAMMOX 8

2.1.2.2 Quá trình nitrit hóa 12

2.1.2.3 Quá trình nitrit hoá - khử nitrit 16

2.1.2.4 Sự kết hợp nitrit hóa và anammox trong hai bể phản ứng 17

2.1.2.5 Sự kết hợp nitrit hóa và anammox trong một bể phản ứng 19

2.2 Nước rỉ rác, cách xử lý và loại bỏ nitơ 25

2.2.1 Thành phần nước rỉ rác 26

2.2.2 Ảnh hưởng của nước rỉ rác 30

2.2.3 Xử lý nước rỉ rác 30

2.2.4 Loại bỏ nitơ trong nước rỉ rác cũ 33

2.2.4.1 Kết tủa 33

2.2.4.2 Đuổi khí 33

2.2.4.3 Xử lý bằng phương pháp sinh học 33

2.3 Thực trạng bãi chôn lấp chất thải rắn và nước rỉ rác ở Việt Nam 34

2.3.1 Tình hình quản lý chất thải rắn nói chung 34

2.3.2 Một số vấn đề phát sinh trong quản lý nước rỉ rác ở Việt Nam 34

2.3.3 Nguồn phát sinh nước rỉ rác, tính chất và các công trình xử lý 35

2.3.3.1 Tình hình chung của cả nước 35

2.3.3.2 Bãi rác Đông Thạnh – Hồ Chí Minh 35

2.3.3.3 Bãi chôn lấp Gò Cát – Hồ Chí Minh 36

2.3.3.4 Bãi rác Nam Sơn – Hà Nội 36

2.4 Một số công nghệ xử lý nước rỉ rác trên thế giới 37

2.4.1 Bãi chôn lấp Buckden South – Anh 37

2.4.2 Hệ thống xử lý nước rỉ rác của hai BCL rác sinh hoạt ở Mỹ 38

2.4.3 Công nghệ xử lý nước rỉ rác của Đức 38

CHƯƠNG 3 PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 40

3.1 Phương pháp nghiên cứu 40

3.2 Nội dung nghiên cứu 40

3.3 Vật liệu nghiên cứu 41

3.3.1 Mô hình 41

3.3.2 Giá thể sinh học: 44

3.3.3 Bùn nuôi cấy ban đầu 44

3.3.4 Nước rỉ rác 46

3.4 Điều kiện vận hành 47

3.5 Phương pháp lấy mẫu và phân tích 48

3.6 Phương pháp tính toán và xử lý số liệu 51

3.6.1 Phương pháp tính toán 51

3.6.2 Phương pháp xử lý số liệu: 54

CHƯƠNG 4 KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 55

4.1 Thí nghiệm 1 – giai đoạn thích nghi 55

4.1.1 Thích nghi và làm giàu sinh khối anammox 55

4.1.2 Thích nghi và làm giàu sinh khối OB 56

4.2 Thí nghiệm 2 - ảnh hưởng của thời gian lưu nước HRT) 57

4.3 Thí nghiệm 3 – khảo sát hiệu quả xử lý nitơ 58

4.3.1 Hiệu suất chuyển hóa amoni CE) và khử nitơ NRE) 58

4.3.2 Sự biến thiên các thành phần nitơ ở dòng ra 60

4.3.3 So sánh hiệu quả xử lý của quá trình SN P với các quá trình khác 62 4.3.4 Hiệu quả khử COD 63

4.3.5 Tiêu thụ độ kiềm và DO 64

4.4 Thí nghiệm 4 – bùn SNAP 65

4.4.1 Hình thái bùn 65

4.4.2 Sinh khối bùn 66

4.4.3 Thành phần vi khuẩn chức năng trong bùn SN P 67

4.4.3.1 Kết quả phân tích bùn Anammox – SNAP 67

4.4.3.2 Kết quả phân tích AOB – SNAP 68

CHƯƠNG 5 KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ 70

5.1 Kết luận 70

5.2 Kiến nghị 71

TÀI LIỆU THAM KHẢO 1

PHỤ LỤC HÌNH 13

PHỤ LỤC 21

LÝ LỊCH TRÍCH NGANG 44

CHƯƠNG 1 MỞ Đ U 1.1 Đặt vấn đề

Nước thải chứa thành phần chất dinh dưỡng nitơ và photpho) với nồng độ cao

là một trong những nguồn ô nhiễm rất độc hại đối với môi trường nước, đặc biệt là nguồn nước mặt và nguồn nước ngầm Nồng độ nitơ trong nước mặt (sông, hồ) vượt giới hạn cho phép sẽ gây ra hiện tượng thiếu hụt oxy hòa tan trong nước cho thủy sinh vật Amoni bản thân nó có thể là chất độc đối với hệ thủy sinh nếu nồng độ lớn hơn 0,03mg l [1] Một hệ lụy phổ biến là sự phú dưỡng hóa nguồn nước, gây ra bởi

sự tiêu thụ nitrat của các loài tảo Sự phát triển quá mức của tảo đặc biệt là tảo nở hoa) có thể gây ra các vấn đề về mùi và vị cho nguồn nước Bên cạnh đó, tảo còn gây ra hiện tượng tắc nghẽn ở bộ phận lọc và làm tiêu tốn nhiều clo ở các nhà máy

xử lý nước Sự phú dưỡng hóa lâu ngày trong các hồ nước sẽ làm phá vỡ chuỗi thức

ăn và cân bằng sinh thái Sự ô nhiễm nguồn nước ngầm gây ra bởi các hợp chất nitơ đang ngày càng gia tăng ở nhiều nơi trên thế giới Như vậy cần có một giải pháp tối

ưu để xử lý nitơ trong nước thải trước khi xả thải vào môi trường Yêu cầu xả thải đối với các hợp chất nitơ đã được qui định nghiêm khắc ở nhiều nước Điển hình ở khối cộng đồng châu Âu, tiêu chuẩn xả thải đối với nitơ tổng từ nhà máy xử lý nước thải đô thị là 10 đến 15 mg N/l (Directive 91/271/EEC) Ở Việt Nam, giới hạn xả thải nitơ tổng đối với nước thải công nghiệp là 20 - 40 mg N/l tùy vào điều kiện nguồn tiếp nhận (QCVN 40:2011/BTNMT)

Nước thải có nồng độ ô nhiễm nitơ cao bao gồm nước thải sinh hoạt, công nghiệp, rỉ rác, giết mổ gia súc, chế biến biến thủy sản và các loại nước thải khác Nồng độ amoni cao phát sinh lâu ngày với số lượng lớn là những tính chất đặc trưng của nước rỉ rác cũ và làm cho nó trở thành nguồn ô nhiễm nitơ đáng kể đối với nước ngầm Số lượng rác thải ngày càng gia tăng ở nhiều nơi trên thế giới Mặc dù có nhiều cách để xử lý và tiêu hủy rác nhưng chôn lấp vẫn là giải pháp phổ biến nhất

mà các nước phát triển lẫn các nước không phát triển đang áp dụng

Công nghệ sinh học truyền thống loại bỏ nitơ trong nước rỉ rác dựa trên nguyên tắc kết hợp hai quá trình nitrat hóa và khử nitrat Tuy nhiên, nước rỉ rác có nồng độ

amoni cao và carbon hữu cơ phân hủy thấp nên công nghệ truyền thống có một vài nhược điểm như nhu cầu oxy cho quá trình nitrat hóa cao, bổ sung nguồn carbon hữu cơ cho quá trình khử nitrat, tốn diện tích vì thời gian lưu bùn lâu, hàm lượng amoni tự do cao gây ức chế vi khuẩn oxy hóa nitrit Từ những năm 90, sự phát hiện anammox anaerobic ammonium oxidation) đã mở ra một phương pháp để xử lý những loại nước thải có nồng độ amoni cao và carbon hữu cơ thấp như nước rỉ rác

cũ hay nước thải sau bể biogas Bước thứ nhất là nitrit hóa bán phần amoni đầu vào, bước kế tiếp là chuyển hóa số amoni còn lại và nitrit vừa mới sản sinh trong bước một thành nitơ phân tử bởi quá trình anammox Trong vòng hai thập niên qua đã có nhiều nghiên cứu và ứng dụng liên quan đến quá trình anammox Sự kết hợp quá trình nitrit hóa bán phần với quá trình anammox có thể được thực hiện trong các bể phản ứng khác nhau hoặc trong cùng một bể phản ứng SHARON (Single reactor systems for High activity Ammonium Removal Over Nitrite) - ANAMMOX và partial nitritation-ANAMMOX được biết đến như các hệ thống tiêu biểu cho sự kết hợp trong hai bể phản ứng OLAND (Oxygen-Limited Autotrophic Nitrification-Denitrification) và CANON (Completely Autotrophic Nitrogen removal Over Nitrite) hay SNAP (Single-stage Nitrogen removal using Anammox and Partial nitritaion) tiêu biểu cho sự kết hợp trong cùng một hệ thống Các quá trình mới này

có hiệu quả cao và khắc phục được các nhược điểm của công nghệ sinh học xử lý nitơ truyền thống

Tuy nhiên, các công trình nghiên cứu về sự kết hợp hai quá trình nitrit hóa bán

phần và anammox ở Việt Nam còn hạn chế Đề tài “Ứng dụng quá trình SNAP để

loại bỏ nitơ amoni trong nước rỉ rác cũ” nhằm tập trung nghiên cứu phát triển quá

trình kết hợp nitrit hóa bán phần và anammox chỉ trong một bể phản ứng SNAP) ở các tải trọng khác nhau, từ đó đánh giá khả năng đưa vào áp dụng trong thực tế

1.2 M c ti u nghi n cứu

Nghiên cứu hiệu quả loại bỏ nitơ bằng quá trình kết hợp anammox và nitrit hóa bán phần SN P) với các tải trọng nitơ khác nhau Qua đó, xác định tải trọng và các

1.3 Đối tư ng nghi n cứu

Nghiên cứu được thực hiện bằng mô hình SNAP qui mô phòng thí nghiệm với nước rỉ rác lấy từ bãi chôn lấp Gò Cát xã Bình Hưng Hòa, huyện Bình Chánh, Tp

Hồ Chí Minh), với nồng độ amoni-nitơ khoảng 3.600-3.800 mg/l Sử dụng bông lọc

hồ cá kiểng làm giá thể bám dính cho vi sinh vật

1.4 Ý nghĩa khoa học và thực tiễn

Quá trình SNAP hiện nay đã được nghiên cứu nhiều nơi trên thế giới trong khi

ở Việt Nam số lượng nghiên cứu còn hạn chế Vì vậy, kết quả của nghiên cứu này đóng góp một phần vào thông tin về SN P cũng như khả năng xử lý của nó Đó cũng là cơ sở để tìm ra các điều kiện tối ưu cho việc vận hành của hệ thống xử lý các loại nước thải có nồng độ nitơ cao như nước rỉ rác cũ

1.5 Tính mới của đề tài

Quá trình SNAP hiện nay đang được xem như là một giải pháp mới cho việc xử

lý nitơ nồng độ cao và có thể áp dụng trong tương lai Tuy nhiên, ở Việt Nam công nghệ này cần được nghiên cứu sâu hơn để đưa vào ứng dụng trong thực tế

CHƯƠNG 2 TỔNG QUAN 2.1 Các công nghệ truyền thống và phương pháp mới để xử lý nitơ

Trong các hệ thống xử lý nước thải đô thị, sử dụng điển hình nhất là hệ thống bùn hoạt tính để thực hiện quá trình loại bỏ các thành phần hữu cơ Tuy nhiên, đối với các loại nước thải giàu amoni thì cần phải có các hệ thống chuyên biệt để loại

bỏ nitơ một cách hiệu quả Công nghệ xử lý truyền thống nitrat hóa – khử nitrat từ lâu đã được áp dụng nhưng rất tốn kém Các quá trình tiên tiến hiện nay dựa trên sự kết hợp của hai quá trình nitrit hóa và anammox đã giúp giảm chi phí xử lý đáng kể

2.1.1 Các công nghệ truyền thống xử lý nitơ

2.1.1.1 Quá trình nitrat hóa và khử nitrat

Công nghệ truyền thống dựa trên sự kết hợp quá trình nitrat hóa tự dưỡng và quá trình khử nitrat dị dưỡng Quá trình nitrat hóa là sự chuyển hóa amoni thành nitrit (nitrit hóa, phản ứng 2.1) và sau đó thành nitrat nitrat hóa, phản ứng 2.2), với oxy phân tử là chất nhận điện tử

và Nitrospira [2] Có một vài điểm khác biệt về sự sinh trưởng của hai loại vi khuẩn

OB và NOB, điều này tạo điều kiện dễ dàng cho sự kiểm soát quá trình nitrat hóa

Ở nhiệt độ thấp 150C tốc độ sinh trưởng tối đa của AOB (0,47/ngày) thì thấp hơn NOB 0,78 ngày) nhưng ở nhiệt độ cao hơn thì ngược lại Ngoài ra, ở nhiệt độ 250C

hệ số ái lực oxy của AOB thấp hơn NOB 0,74 mg O2/l so với 1,75 mg O2/l [3] Theo Hellinga và cộng sự (1998) [4], nhiệt độ có ảnh hưởng khác nhau đến hoạt tính của AOB và NOB Nhiệt độ nằm trong khoảng 10 - 200C, sự oxy hóa nitrit diễn

ra nhanh hơn so với sự oxy hóa amoni và nhiệt độ nằm dưới khoảng trên thì amoni oxy hóa hoàn toàn thành nitrat

Quá trình nitrat hóa dễ thay đổi bởi pH và tốc độ phản ứng giảm đáng kể ở pH

< 6,8 Tchobanoglous và cộng sự cho rằng khi pH ở trong khoảng 5,8 - 6,0 tốc độ phản ứng chỉ bằng 10 – 20 % so với tốc độ khi pH bằng 7 [5] Ở các nghiên cứu khác của Garciá và Fernández, pH trên 8 cũng có thể dẫn đến ức chế hoạt động của quá trình nitrat hóa Tác giả cũng báo cáo sự ảnh hưởng của pH đến hoạt tính và giảm hoạt tính của vi khuẩn nitrat hóa có liên quan đến sự ức chế hoạt tính của enzym bởi liên kết H+ và OH-) [6]

Trong giai đoạn khử nitrat, nitrat bị chuyển hóa thành nitơ phân tử thông qua nitrit và những chất đệm khác Quá trình khử nitrat có thể được thực hiện bởi nhiều

vi khuẩn dị dưỡng thuộc các loài Achromobacter, bacillus, Denitrobacillus,

Lactobaciluss, Pseudomonas [5] Giai đoạn này anoxic và cần phải có sự có mặt

của carbon hữu cơ đóng vai trò là chất cho điện tử Chất hữu cơ có thể lấy từ nhiều nguồn khác nhau như methanol, ethanol, acetate, … hoặc từ các thành phần trong nước thải Những phản ứng của quá trình khử nitrat sử dụng methanol như là nguồn carbon được trình bày trong phản ứng (2.5), (2.6) và (2.7)

NO3- + 1,08 CH3OH + H+ 

0,065 C5H7NO2 + 0,47 N2 + 0,76 CO2 + 2,44 H2O (2.8)

Các hệ thống nitrat hóa – khử nitrat có thể được thiết kế giai đoạn khử nitrat sau hoặc trước, được thể hiện trong hình 2.1 Đối với lựa chọn thứ nhất, giai đoạn khử nitrat đặt sau giai đoạn nitrat hóa thì cần phải bổ sung nguồn carbon hữu cơ Ở lựa chọn thứ hai, giai đoạn khử nitrat đặt trước giai đoạn nitrat hóa thì cần phải tuần hoàn một lượng lớn lưu lượng từ bể hiếu khí (nitrat hóa)

Hình 2.1 Bố trí các bước xử lý trong quá trình nitrat hóa – khử nitrat

Quá trình khử nitrat cũng bị ảnh hưởng bởi pH và nhiệt độ Thông thường thì giá trị pH tăng lên trong suốt quá trình khử nitrat thành khí nitơ do tạo ra độ kiềm

pH thích hợp cho quá trình này dao động từ 7 đến 8 tùy thuộc vào cộng đồng vi khuẩn tham gia quá trình khử nitrat Theo Barnes và Bliss, tốc độ loại bỏ nitrat và tốc độ sinh trưởng của vi sinh ở nhiệt độ thích hợp là từ 35 - 500C [7]

Quá trình nitrat hóa – khử nitrat bộc lộ nhiều nhược điểm như chi phí xử lý cao đối với các loại nước thải có nồng độ amoni cao mà thành phần carbon hữu cơ lại thấp như nước đầu ra ở bể phân hủy bùn, hầm biogas, nước rỉ rác Chi phí xử lý cao

là do nhu cầu bổ sung nguồn carbon hữu cơ hoặc lưu lượng tuần hoàn lớn Các điều kiện vận hành khác nhau của hai giai đoạn hiếu khí/tự dưỡng và kỵ khí/dị dưỡng cũng làm cho việc kiểm soát quá trình trở nên khó khăn

2.1.1.2 Các biến thể của quá trình khử nitơ truyền thống

Trong những năm qua đã có nhiều nỗ lực cải tạo hiệu suất và giảm chi phí của quá trình nitrat hóa – khử nitrat truyền thống Các nỗ lực này xoay quanh vào sử dụng những chất khử có giá thành thấp, sử dụng giá thể bám dính hoặc các kỹ thuật

cố định vi sinh, sắp xếp các bể hiếu khí và thiếu khí, ứng dụng bể sinh học màng,…

Costa và cộng sự đã nghiên cứu sử dụng methane trong quá trình khử nitrat [8],

và acetate (được sinh ra bởi các vi khuẩn chuyển hóa methane) có nhiệm vụ như là chất cho điện tử trực tiếp Tuy nhiên ứng dụng thực tế quá trình khử nitrat với methane vẫn chưa được báo cáo

Lưu huỳnh được công nhận là chất thay thế có giá thành thấp tham gia vào quá trình khử nitrat Các quá trình khử nitrat hóa dựa trên lưu huỳnh sử dụng các vi

khuẩn khử nitrat tự dưỡng như Thiobacillus denitrificans và Thiomicrospira

denitrificans, để khử nitrat thành khí nitơ [9] Một vài hệ thống khử nitrat sử dụng

hỗn hợp đá vôi và lưu huỳnh để xử lý nước và nước thải có tỉ lệ C/N thấp [10], [11] Tuy nhiên ứng dụng hỗn hợp lưu huỳnh-đá vôi trong quá trình khử nitrat vẫn còn đang là một nghi vấn, bởi vì ở dòng ra có chứa một lượng lớn sulphate và độ cứng cao, thêm vào đó CaCO3 có tính tan thấp trong môi trường có nồng độ nitrat cao Matsumura và cộng sự đã áp dụng giá thể lỗ lớn để cố định vi khuẩn nitrat hóa

và đạt được sự oxy hóa amoni hoàn toàn ở tải trọng 12 kg N/m3 - giá thể/ngày ở

250C [12] Cao và cộng sự sử dụng PVA polyvinyl alcohol) như một loại chất keo dính để cố định vi khuẩn nitrat hóa và vi khuẩn khử nitrat, và đạt được hiệu suất chuyển hóa amoni 90% với nguồn carbon là ethanol [13]

Một cách khác để cải thiện quá trình nitrat hóa – khử nitrat là quá trình SBNR (Shortcut Biological Nitrogen Removal) Quá trình này dựa trên nitrit hóa (chuyển hóa amoni thành nitrit) và khử nitrit (khử nitrit thành nitơ phân tử sử dụng vi khuẩn

dị dưỡng) Theo cách này thì hoàn toàn có thể tiết kiệm năng lượng cung cấp oxy cho quá trình oxy hóa từ nitrit thành nitrat và carbon hữu cơ để khử nitrat thành nitơ Ước tính theo các phản ứng (2.1), (2.3), (2.6), (2.7) thì quá trình SBNR cho phép tiết kiệm 25% nhu cầu oxy và 40% nhu cầu COD, nếu so sánh với quá trình nitrat hóa – khử nitrat truyền thống Một ưu điểm khác của quá trình SBNR là tải trọng khử nitrat cao hơn và lượng bùn sinh ra cũng thấp hơn [14], [15] Chung đã ứng dụng quá trình SBNR để xử lý nước rỉ rác sử dụng bể sinh học qui mô pilot và đạt được lượng hữu cơ tiêu thụ với tỉ lệ 4,23 g COD/g NOx-N bị khử, thấp hơn 33%

so với lượng hữu cơ tiêu thụ trong quá trình nitrat hóa [16] Quá trình SHARON phát triển SBNR ở qui mô pilot cũng chứng minh được hiệu quả giảm chi phí xử lý của quá trình SBNR này [4]

Nói chung, các biến thể của quá trình nitrat hóa – khử nitrat vừa đề cập ở trên vẫn còn dựa trên sự kết hợp quá trình tự dưỡng với quá trình dị dưỡng Từ khi phát hiện ra anammox (1995), các quá trình tự dưỡng đã được phát triển nghiên cứu

2.1.2 Các quá trình sinh học mới để xử lý nitơ

Hầu hết các quá trình sinh học tự dưỡng loại bỏ nitơ hiện nay đều dựa trên phát hiện quá trình anammox Thêm vào đó, quá trình nitrit hóa hoặc nitrit hóa bán phần đóng vai trò như là bước tiền xử lý để có thể áp dụng được công nghệ này

2.1.2.1 Quá trình ANAMMOX

a) Sự phát hiện phản ứng anammox

Theo lý thuyết, sự oxy hóa amoni bởi nitrat hoặc nitrit có khả năng xảy ra dựa trên năng lượng tự do trong các phản ứng (2.9) và (2.10) so với phản ứng của quá trình nitrat hóa (2.11) Broda đã dự đoán sự tồn tại của loài vi khuẩn lấy năng lượng

từ quá trình oxy hóa các hợp chất vô cơ sắt, nitơ, lưu huỳnh, hydrô) có khả năng oxy hóa amoni thành khí nitơ trong đó nitrat đóng vai trò là chất oxy hóa [17]

đó amoni bị oxy hóa thành nitơ phân tử trong điều kiện kỵ khí (với nitrat được xem như là chất nhận điện tử), và đặt tên cho quá trình này là anammox Trong các nghiên cứu về sau, quá trình anammox đã được kiểm chứng và nitrit được xem như

là chất oxy hóa ban đầu [19], [20], [21] Tiếp tục theo phát hiện ở Hà Lan, phản ứng anammox cũng được tìm ra và kiểm chứng trong các hệ thống xử lý nước thải ở Đức [22], Nhật [23], Thụy Sỹ [24], Bỉ [25], Áo [26], Anh [27] và Mỹ [28]

Sự phát hiện ra vi khuẩn anammox trong các hệ thống xử lý đã thúc giục các nhà khoa học tìm ra vi khuẩn này trong môi trường tự nhiên nammox được xác định là chiếm 24-67% trong tổng lượng khí nitơ sinh ra ở giao biển phía bắc Baltic [29], Dalsgaard và cộng sự phát hiện đến 50% khí nitơ sinh ra trong trầm tích biển tại vùng nước thiếu khí dưới đáy đại dương ở Costa Rica [30] Ngoài ra, nhiều vi

khuẩn Anammox cũng được phát hiện bởi Kuypers và cộng sự trong vùng nước

thiếu khí gần đáy biển đen [31]

b) Cơ chế sinh hóa của anammox

Phản ứng anammox được kiểm chứng bởi Furukawa và cộng sự là amoni bị oxy hóa bởi nitrit [32] Theo đó, 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:

NH4+ + 1,32 NO2- + 0,066 HCO3- + 0,13 H+ →

1,02 N2 + 0,26 NO3- + 0,066 CH2O0,5N0,15 + 2,03 H2O (2.12)

Phương trình phản ứng (2.12) đã được sử dụng rộng rãi trong các lý giải và phân tích quá trình anammox Một lượng nhỏ nitrat được sinh ra trong phản ứng (2.12) được cho là đã sinh ra các chất khử tương đương để cố định CO2

c) Cơ chế vi sinh của anammox

Có ba loài vi khuẩn anammox đã được xác định và định danh là Brocadia,

Kuenenia và Scalindua Theo phương pháp phân tích 16S rRN , chúng hình thành

nên một bộ chung với Planctomycetales Ở sự phát hiện đầu tiên, quần thể

anammox được làm giàu sử dụng một bể sinh học SBR Những vi khuẩn anammox được chiết tách bằng phương pháp ly tâm Theo đó, chủng vi khuẩn anammox có

tên đầu tiên là Candidatus Brocadia anammoxidants Chủng được phân lập ở Đức

có tên là Canditatus Kuenenia stuttgartiensis [22] , có nhiều đặc điểm khác với chủng Candidatus Brocadia anammoxidants Ở Nhật tại trường đại học Kumamoto,

anammox được làm giàu trên giá thể polyester non-woven, phân tích bằng kỹ thuật 16S rDNA chỉ ra rằng anammox trong nghiên cứu tại Nhật có độ tương đồng 92,2%

với Candidatus Brocadia anammoxidants và được đặt tên KSU-1 [23]

Một chủng mới có tên Candidatus Scalindua sorokinii được xác định là gần

giống với chủng Kuenenia đến 87,9% và giống với chủng Brocadia đến 87,6% [31]

Ở Pitsea nh) cũng phát hiện ra loài anammox trong bể nitrat hóa RBC, được định

danh là Candidatus scalindua brodae và Candidatus scalindua wagneri [27]

d) Đặc điểm sinh trưởng của vi khuẩn anammox

Theo Egli và cộng sự, nhóm vi khuẩn anammox có thể hoạt động trong khoảng nhiệt độ từ 20 đến 430C (tối ưu 400C), pH= 6,4- 8,3 (tối ưu ở pH=8) [33] Các tác giả cho rằng ở các điều kiện tối ưu này, tốc độ tiêu thụ cơ chất riêng cực đại là

55m NH4-N/g.protein/phút Ái lực với các cơ chất amoni và nitrit rất cao Nhưng khi tiếp xúc với nồng độ trên 5mM trong khoảng thời gian 12 giờ thì nhóm vi khuẩn anammox bị mất hoạt tính hoàn toàn Tuy nhiên hoạt tính sẽ được hồi phục khi bổ sung một lượng rất nhỏ (50m) một trong các sản phẩm trung gian của quá trình chuyển hóa amoni bởi các enzyme là hydrazine hay hydroxylamine Egli cũng cho

biết hoạt tính anammox bị ức chế khi nồng độ oxy hòa tan trong môi trường lớn hơn 0,5 mg O2/l

e) C c ếu t ảnh hưởn đến sự sinh trưởn củ vi huẩn n mmo

Ảnh hưởng của nhiệt độ: như các vi khuẩn tự dưỡng khác, hoạt động xử lý

amoni của vi khuẩn anammox cũng bị ảnh hưởng của nhiệt độ Cho đến nay chưa

có một nghiên cứu đầy đủ nào về ảnh hưởng của nhiệt độ đến hoạt tính của sinh khối vi khuẩn anmmox Strous và cộng sự cho rằng sinh khối vi khuẩn anammox hoạt động xử lý nước thải ở 4030C và có thể không hoạt động ở 100C, chúng hoạt động xử lý hiệu quả ở nhiệt độ khoảng 20- 370C [34] Tiếp đó, kết quả khảo sát của Egli và cộng sự cho thấy ở 370C thì sự tăng trưởng và hoạt động xử lý amoni của vi khuẩn anammox đạt hiệu quả cao nhất [33] Tương tự, Dosta thu được kết quả tốt nhất khi nghiên cứu ứng dụng vi khuẩn Anammox ở nhiệt độ từ 35- 400C và hoạt tính giảm dần trong thời gian ngắn ở nhiệt độ 450C [35] Dalsgaard và Thamdrup nghiên cứu ảnh hưởng của nhiệt độ đến hoạt tính vi khuẩn anammox từ trầm tích đáy biển và cho biết kết quả loại amoni tốt nhất ở nhiệt độ 150

C và nhận thấy hoạt tính giảm khi nhiệt độ tăng đến 250C [36]

Ảnh hưởng của pH: Strous khi khảo sát ảnh hưởng của pH (từ 7,5 đến 8,0) lên

quá trình làm giàu sinh khối vi khuẩn Anammox ở nhiệt độ 300C và sự thay đổi giá trị pH (từ 6,7 đến 8,3) lên hoạt tính sinh khối vi khuẩn Anammox ở nhiệt độ 330C, cho thấy môi trường pH đã xử lý amoni không hẳn phụ thuộc vào pH mà ngược lại

pH của môi trường phụ thuộc vào các ion hòa tan tồn tại trong môi trường [37] Theo nghiên cứu của Strous và cộng sự thì hoạt tính của vi khuẩn Anammox chỉ phụ thuộc vào pH môi trường đầu vào mà không ảnh hưởng nhiều trong thời gian diễn ra phản ứng của quá trình xử lý amoni, do đó pH đầu ra cũng không thay đổi nhiều so với pH đầu vào [38]

Ảnh hưởng của DO: Van de Graaf và cộng sự cho thấy hoạt động hiệu quả

của vi khuẩn Anammox trên mô hình thiết bị dạng mẻ khi DO dao động trong khoảng 0- 0,01mg/l [19] Trái lại, Strous và cộng sự lại cho rằng vi khuẩn Anammox hoạt động xử lý amoni có thể thực hiện được trong môi trường không kỵ

khí hoàn toàn, vì khi ghép hai quá trình trong một thiết bị như nitrit hóa -anammox hay SNAP thì DO trong thiết bị phản ứng loại amoni sẽ lớn hơn 1 mg-O2/l Jenten

và cộng sự nghiên cứu sự thay đổi DO của môi trường với các điều kiện 0 mg-O2/l ; 0,50,2 mg-O2/l; 2,10,2 mg-O2/l, kết quả thu được khi DO ở thí nghiệm 0,50,2 mg-O2/l thì hoạt động xử lý amoni của vi khuẩn Anammox không còn hiệu quả [40]

Ảnh hưởng COD: Trên lý thuyết thì vi khuẩn Anammox thuộc nhóm vi khuẩn

tự dưỡng, nên chúng không dùng nguồn carbon hữu cơ để phát triển Nhưng trong thực tế thì trong các nguồn nước thải luôn luôn tồn tại hàm lượng ô nhiễm là carbon hữu cơ được thể hiện theo chỉ số ô nhiễm COD Do đó, khi nghiên cứu môi trường tổng hợp thì có điều chỉnh được nguồn carbon hữu cơ để tiến hành thí nghiệm Khi nghiên cứu sử dụng môi trường không có carbon hữu cơ, Imajo U và cộng sự cho thấy hiệu suất xử lý amoni đạt hiệu quả rất cao [41] Ngoài ra, Chamchoi và cộng sự khi khảo sát tỷ lệ COD/N thay đổi từ 0,6 - 1,3 cho thấy hiệu quả loại amoni đạt tương ứng từ 84% đến 60% và cũng loại được 82% COD [42]

Ảnh hưởng tỷ lệ N-NH 4 /N-NO 2: theo phương trình phản ứng (2.12) ở trên, thì

tỷ lệ N-NH4/N-NO2 phải là 1 1,32 nhưng theo các nghiên cứu của Van Hulle và cộng sự thì tỷ lệ này có thể thay đổi từ 0,5- 1,5 [43]; Theo Van Hulle, khi trong môi trường chỉ có N-NH4 với nồng độ 1.000 mg/l hoặc N-NO3 thì quá trình Anammox không thể diễn ra Hơn nữa, Strous báo cáo quá trình Anammox không thể hoạt động khi nồng độ N-NO2 lớn hơn 182mg/l [38]

2.1.2.2 Quá trình nitrit hóa

Nitrit hóa là bước cần thiết trong ứng dụng các quá trình tự dưỡng mới để loại

bỏ nitơ Quá trình này được thể hiện trong phương trình phản ứng 2.13 khi tính cả quá trình tổng hợp sinh khối:

NH4+ +1.38 O2 + 1,98 HCO3- 

0,018 C5H7NO2 + 0,98 NO2- + 1,04 H2O + 1,89 H2CO3 (2.13)

Có nhiều cách để đạt được quá trình nitrit hóa dựa trên nguyên tắc ngăn chặn quá trình nitrat hóa xảy ra mà không ảnh hưởng đến nitrit hóa Điều này có nghĩa là tìm cách ức chế NOB đồng thời kích thích sự phát triển của AOB

Cách thứ nhất là dựa vào nhiệt độ Ở nhiệt độ thấp NOB phát triển mạnh hơn

OB nhưng ở nhiệt độ cao NOB yếu hơn nhiều so với OB Như vậy, bằng cách vận hành ở nhiệt độ cao (30-350C) và HRT cao hơn sự sinh trưởng của NOB nhưng thấp hơn OB khoảng 1 ngày) và không lưu bùn, thì NOB không có khả năng tồn tại trong bể phản ứng và bị loại ra ngay lập tức Đây cũng là nguyên tắc của quá trình SHARON [4]

Cách thứ hai là dựa trên ái lực oxy của AOB và NOB So với AOB thì NOB có

ái lực với DO thấp hơn Vì vậy, quá trình nitrit hóa có thể đạt được bằng cách chọn một điểm quyết định mà quá trình nitrit hóa không bị giới hạn oxy nhiều bằng quá trình nitrat hóa Schmidt và Wyffels đã đạt được quá trình nitrit hóa bán phần ở DO dưới 0,1 mg/l trong một bể sinh học màng [44], [45] Tuy nhiên nitrit hóa tối ưu đạt được ở các mức DO cao hơn trong các nghiên cứu khác, như 1,5 mg l [46] hay đến 2,0 mg/l [47]

Cách thứ ba là dựa trên nồng độ amoni tự do (FA) NOB bị ức chế bởi nồng độ

F hơn AOB [3] Theo Anthonisen và cộng sự, FA và acid nitrit tự do (FNA) là những chất ức chế các loài vi khuẩn nitrat hóa [48] Các tác giả đã tìm ra nồng độ

NH3 ở mức 0,1-10 mg l đã ức chế sự hoạt động của Nitrobacter và từ nồng độ NH3

từ 10-150 mg/l ức chế Nitrosomonas Ngưỡng ức chế của FN đối với NOB là

0,2-2,8 mg/l Nồng độ FA từ 1-5 mg l cũng ức chế quá trình nitrit hóa Tuy nhiên, sử dụng tính năng ức chế của F để đạt được quá trình nitrit hóa dường như cũng bị giới hạn do sự thích nghi tốt của NOB Turk và cộng sự đã báo cáo rằng NOB có thể thích nghi với môi trường có nồng độ F lên đến 27 mg NH3/l [49]

Ảnh hưởng của DO lên tải trọng của quá trình nitrit hóa: theo phát biểu của

Goreau và cộng sự [50], nồng độ DO nhỏ hơn 2 mg l gây ức chế quá trình nitrat hóa

và sinh ra nitrit Ruiz và cộng sự cho rằng DO không ảnh hưởng đến quá trình tích

lũy nitrit ở nồng độ 5,7-2,7 mg/l, và cả hai quá trình tích lũy nitrit với tiêu thụ amoni bị ức chế khi nồng độ DO dưới 0,5 mg/l [51]

pH và độ kiềm: giá trị pH trong nước là một nhân tố quan trọng ảnh hưởng

trực tiếp lên quá trình nitrit hóa do hai lý do Thứ nhất, khi độ kiềm tổng giảm có thể kéo theo hiệu suất của quá trình nitrit hóa giảm bởi vì cần có một lượng lớn HCO3- được sử dụng để chuyển hóa amoni thành nitrit Gujer và Jenkins đã chỉ ra rằng cần dùng tới 8,64 mg/l bicarbonate (HCO3-) để oxy hóa 1 mg l nitơ amoni (NH4-N) [52] Grady và Lim cho rằng loài Nitrosomonas thích hợp trong khoảng

pH từ 7,0-8,0 còn Nitrobacter là 7,5-8,0 (hình 2.2) [53] Theo Skadsen, khi tăng pH

lên đến 9,0 thì có thể làm ức chế quá trình nitrat hóa [54] Quá trình nitrit hóa dễ thay đổi bởi pH và tốc độ phản ứng giảm đáng kể ở pH nhỏ hơn 6,8 Theo Tchobanoglous, khi giá trị pH nằm trong khoảng 5,8 – 6 thì tốc độ phản ứng chỉ bằng 10-20% so với tốc độ ở pH = 7; pH > 8 cũng có thể ức chế hoạt động của quá trình nitrit hóa và liên quan đến các cân bằng hóa học của các chất nền và chất ức chế như NH3, NH4+, HNO2-,NO2- và CO2-, HCO3-, CO32- [55]

Hình 2.2 Ảnh hưởng của pH lên môi trường làm giàu Nitrosomonas và Nitribacter

Độ mặn: sự tồn tại của muối trong môi trường có ảnh hưởng xấu đến vi khuẩn

và ức chế hoạt tính của chúng Campos và cộng sự cho thấy sự ức chế hoàn toàn quá trình nitrat hóa ở nồng độ cao với các loại muối khác nhau (250-300mM) [56] Tương tự, Moussa và cộng sự cũng đưa ra sự giảm thiểu 95% hoạt tính ở nồng độ muối NaCl là 40g-Cl/l [57] Ở các nghiên cứu khác, Dahl và cộng sự cho thấy nitrit

là sản phẩm cuối cùng khi xử lý nước thải muối [58] Dincer và cộng sự đã chỉ ra độ muối thích nghi OB hơn là NOB [59] Trái lại, Moussa và cộng sự cho thấy rằng

vi sinh AOB bị ảnh hưởng mạnh bởi độ muối hơn là NOB [57] Sự khác biệt trong các kết quả này có thể là vì bùn sử dụng trong các nghiên cứu, các điều kiện thí nghiệm (pH, nhiệt độ, độ oxy hòa tan,…) và loại muối đặc trưng sử dụng

Chất độc: theo Dahl và cộng sự, quá trình nitrat hóa có thể cũng ảnh hưởng bởi

các chất độc vô cơ như kim loại nặng [58] Skinner và Walker đã cho thấy về sự ức chế hoàn toàn trong quá trình oxy hóa amoni đối với Ni là 0,25mg/L, Cr là 0,25 mg/L và Cu là 0,1 mg/l [60] Hơn nữa, theo Blum và Speece, các hợp chất hữu cơ như các hóa chất hữu cơ hòa tan, amin, protein, tannins, các hợp chất của phenol cũng ức chế hoạt động quá trình oxy hóa nitrit [61]

Ánh sáng: ánh sáng ngăn cản sự phát triển của cả AOB và NOB thông qua oxi

hóa cytochrome khi có sự hiện diện oxy NOB rất nhạy cảm với ánh sáng mặt trời hơn so với AOB Điều này được xem là ức chế hoạt động vi khuẩn nitrate hóa Quá trình nitrate hóa diễn ra nhanh hơn khi nuôi cấy trong tủ đóng so với để mở ứng với

250C là 1,22 đối với Nitrosomonas và 1,5 cho Nitrobacter [62] Hooper và Terry nhận thấy có sự ức chế hoàn toàn Nitrosomonas ở bóng đèn 200W [63]

Amoni tự do (FA) và axit nitric tự do (FNA): theo Wiesmann, amoni tự do là

chất nền đối với vi sinh AOB trong khi đó NOB sử dụng nitrit ở dạng anion, còn HNO2 là chất cho electron để trở thành NO2- [64] Tuy nhiên, như phát biểu của Vadivelu và cộng sự, F và FN cũng là chất ức chế hoạt tính của AOB và NOB [65] Theo đó, Vadivelu cho rằng NOB bị ảnh hưởng mạnh bởi sự ức chế của FA và

FN hơn là OB Mặt khác, Vadivelu và cộng sự cũng cho rằng FNA ảnh hưởng đến AOB (khoảng giá trị ức chế là 1,3 - 2,1 mg/L) Van Hulle báo cáo rằng nồng độ

FN cao hơn 2,8 mg L sẽ gây ức chế cả NOB và AOB [66] Đồng thời, các nghiên cứu khác cũng báo cáo rằng không thấy bất cứ sự ức chế nào đến hoạt tính của

AOB ở nồng độ FA lớn hơn 16 mg/L

2.1.2.3 Quá trình nitrit hoá - khử nitrit

Quá trình kết hợp nitrit hoá - khử nitrit hay còn gọi là quá trình SHARON(Single reactor system for High-rate Ammonium Removal Over Nitrite), được phát triển vào cuối thập niên 1990 tại Đại học Công nghệ Delft bởi Hellinga và cộng sự [4] Quá trình SHARON được vận hành trong các bể phản ứng riêng biệt với dòng vào liên tục Trong bể nitrit hoá, amoni bị oxy hóa trong điều kiện hiếu khí tạo thành nitrit (phương trình 2.1) Sau đó nitrit bị khử bởi các vi khuẩn dị dưỡng trong điều kiện thiếu khí để tạo thành khí nitơ, sử dụng một nguồn carbon bổ sung từ bên ngoài, được thực hiện trong bể khử nitrit (phương trình 2.6)

Quần xã vi khuẩn hiện diện là sự kết hợp của các loài Nitrosomonas và các loài khử nitrit hiếu khí Quá trình này giảm đến 25% lượng oxy và khoảng 40% lượng

carbon so với quá trình nitrat hóa/khử nitrat hóa truyền thống [67]

Các thông s ảnh hưởn đến sự kiểm soát quá trình SHARON:

Nhiệt độ: khi nhiệt độ trên 250C thì tốc độ tăng trưởng của các loài ôxy hóa amoni OB) cao hơn các loài ôxy hóa nitrit NOB) [68]

Oxy hòa tan: nồng độ DO thấp giới hạn sự tăng trưởng của các loài NOB vì ái

lực cơ chất của chúng với oxy thấp hơn so với các loài AOB [64] Cho đến nay, có nhiều nghiên cứu về nồng độ oxy hòa tan tối ưu cho quá trình nitrit hóa, có nghiên cứu cho rằng nên thấp hơn 0,1 mg l [45] nhưng cũng có các nghiên cứu khác đưa ra các giá trị cao hơn như 0,7 mg/l [51], 1,5 mg/l [46] và 1,5-2,0 mg/l [47]

pH: các loài NOB sẽ bị cạnh tranh ở mức pH cao, khoảng 7,5 đến 8,0 [4] Chất ức chế: nồng độ amonia tự do-FA (là nồng độ amoniac-NH3 và amonium-NH4+) và axít nitrit tự do FN ) là cơ chất cũng như là chất ức chế đến quá trình nitrit hóa Các loài AOB bị ức chế ở nồng độ FA là 10-150 mg/l, trong khi

sự ức chế các loài NOB thấp hơn, là 0,1-1,0 mg/l; nồng độ FNA là 0,2-2,8 mg/l ức chế cả các loài AOB và NOB [50]

2.1.2.4 Sự kết h p nitrit hóa và anammox trong hai bể phản ứng

SHARON – ANAMMOX và nitrit hóa bán phần – ANAMMOX là hai hệ thống điển hình cho sự kết hợp nitrit hóa và anammox trong hai bể phản ứng

a) Quá trình SHARON – ANAMMOX

Sự kết hợp SHARON – N MMOX được biểu diễn trong hình 2.3

Hình 2.3 Sơ đồ công nghệ ứng dụng quá trình SHARON – ANAMMOX

Bể phản ứng SHARON có thể tiếp nhận dòng vào với nước thải có nồng độ nitơ cao và dòng ra có tỷ lệ tổng nitơ amoni và nitrite là 1:1 (TAN : N-NO2 = 1:1), tùy thuộc vào tỷ lệ giữa tổng amoni và tổng carbon vô cơ T N: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 [69], 53% amoni từ nước tách bùn được chuyển hóa thành nitrit trong bể SHARON vận hành không kiểm soát pH với HRT là 1 ngày Dòng ra từ bể SH RON được nạp vào bể anammox SBR Kết quả nhận được cuối cùng là hơn 80% nitơ amoni đã bị khử ở tải trọng 1,2 kg N/m3/ngày Quá trình kết hợp SHARON – ANAMMOX cho phép tiết kiệm chi phí của việc thổi khí (40%) và bổ sung nguồn carbon (100%) so với quá trình nitrat hóa/khử nitrat hóa thông thường Bên cạnh đó, yêu cầu ít oxy hơn 1,9 kg O2/kg N thay vì

4,6 kg O2/kg N), không cần nguồn carbon (thay vì 2,6 kg BOD/kg N) và lượng bùn thải thấp (0,08 kg VSS/kg N thay vì khoảng 1 kg VSS/kg N) [69], [70] Hơn nữa, hệ thống kết hợp nitrit hoá bán phần và quá trình anammox trong hai bể phản ứng giảm phát thải CO2 nhiều hơn 100% bởi vì quá trình còn tiêu thụ CO2 [70]

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-Anamox 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 N-NO2

b) Quá trình kết hợp nitrit hóa – anammox

Sơ đồ sau đây thể hiện sự kết hợp nitrit hóa – anammox trong hai bể phản ứng:

Hình 2.4 Sơ đồ công nghệ ứng dụng nitrit hóa – anammox trong hai bể phản ứng Fux và cộng sự đã chứng minh quá trình này bằng một mô hình qui mô pilot có thể tích 3,6 m3 thực hiện quá trình kết hợp nitrit hóa bán phần và anammox để loại

bỏ nitơ trong dòng ra của bể tự hoại [71] Quá trình nitrit hóa được thực hiện trong một bể khuấy trộn liên tục không lưu bùn ở 300C, đã chuyển hóa 58% amoni thành nitrit Quá trình anammox được thực hiện trong một bể SBR Kết quả của toàn bộ quá trình cho thấy hơn 90% nitơ đã loại ở tải trọng 2,4 kg N/m3/ngày Theo Schmid

và cộng sự ở trường đại học Stuttgart Đức), cả hai quá trình nitrit hóa bán phần và anammox được thực hiện trong hai bể lọc nhỏ giọt qui mô bán kỹ thuật [22] Theo

đó, một bể lọc nhỏ giọt được nạp vào với nước phân hủy bùn chứa amoni có nồng

độ 690 mg NH4-N/l Hiệu suất của quá trình nitrit hóa là 60%, kết quả dòng ra cho

tỉ lệ NH4:NO2 là 1:1,3 Một bể lọc nhỏ giọt khác đóng vai trò như một bể anammox Tổng cộng 81,2 % nitơ bị loại ở tải trọng 0,12 kg N/m3/ngày

Lê Công Nhất Phương và cộng sự ứng dụng kết hợp hai quá trình liên tiếp là nitrit hóa và anammox để xử lý nước thải sau bể UASB Hiệu suất loại amoni trung bình hơn 60 ngày vận hành ở các bể nitrit hóa và anammox lần lượt là 53±6,9%, 89,4±8,6% Hiệu suất khử nitơ của toàn bộ hệ thống là 95,3±3,5% [72]

2.1.2.5 Sự kết h p nitrit hóa và anammox trong một bể phản ứng

Trong những năm gần đây, các nhà nghiên cứu đã “ghép” thành công hai loại vi khuẩn hiếu khí và kị khí hoạt động trong cùng một bể phản ứng Kết quả thu được

là cơ sở dữ liệu rất tốt để phát triển một loại công nghệ mới cho xử lý nước thải giàu amoni với chi phí thấp nhưng hiệu quả xử lý lại cao Các nhà nghiên cứu 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 amoni trong thiết bị phản ứng thành nitrit, lượng amoni còn lại sẽ tham gia phản ứng với nitrit vừa sinh ra dưới tác dụng của nhóm vi khuẩn anammox để tạo thành khí nitơ Hình 2.5 thể hiện

sự kết hợp nitrit hóa và anammox trong một bể phản ứng:

Hình 2.5 Sơ đồ công nghệ ứng dụng nitrit hóa và anammox trong một bể phản ứng

a) Quá trình OLAND

OLAND (Oxygen Limited Autotrophic Nitrification Denitrification) là quá trình xử lý nitơ trong cùng một thiết bị sử dụng các nhóm vi khuẩn hoàn toàn tự dưỡng Quá trình OL ND được phát triển đầu tiên bởi Kuai và cộng sự ở trường

Đại học Ghent năm 1998 và nhận ra Nitrosomonas eutropha có thể sử dụng hydro

và amoni như là chất cho điện tử trong quá trình khử nitrit [73] Các tác giả cho rằng AOB có thể oxy hóa amoni thành nitrit, trong đó oxy đóng vai trò như là chất nhận điện tử và nitrit được khử thành khí nitơ với amoni như là chất cho điện tử Trong thí nghiệm của Kuai, quá trình OL ND được thực hiện trong một bể SBR,

bùn nitrit hóa được nạp vào bể lúc đầu Ở tải trọng 0,1 kg N/m3/ngày, tốc độ loại bỏ nitơ là 16 mg N/g-VSS/ngày Các vi sinh vật tham gia vào quá trình nitrit hóa được phát hiện chủ yếu là AOB Cơ chế loại bỏ nitơ được giả thiết do sự tự oxy hóa NH4+thành N2 thông qua NO2 với một enzyme tương tự hydroxylamine oxidoreductase (HAO) bởi vi khuẩn nitrit hóa thông thường Bể được vận hành theo chu kì 2 giờ: gồm 80 phút hiếu khí và 40 phút kị khí (khử nitrit) 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 44 lít đã đạt được hiệu quả loại nitơ cao lên đến 89% với tải trọng bề mặt là 8,3 g N/m2/ngày Nước thải tổng hợp chứa 840 mg NH4-N/lít), được vận hành với tải trọng 1,189 kg N/m3/ngày, kết quả tải trọng bị loại bỏ là 1,058 kg N/m3/ngày

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 Kỹ thuật FISH cho thấy 2 nhóm vi khuẩn này phân bố cạnh nhau

trong cùng một lớp màng sinh học

Quá trình OLAND có thể tiết kiệm được 63% oxy và không cần nguồn cacbon

so với quá trình nitrat hóa và khử nirat truyền thống Tốc độ sinh trưởng sinh khối thấp (2 mg/g/ngày) là một thách thức lớn cho quá trình này Bùn sinh ra trong quá trình OLAND có màu trắng và tỷ lệ VSS TSS tương tự với bùn của quá trình nitrat hóa Tuy nhiên hoạt tính của bùn OLAND thấp hơn bùn nitrat hóa từ 1 12 đến 1/3

lần [73]

b) Quá trình CANON

CANON (Complete Autotrophic Nitrogen Removal Over Nitrite) là quá trình kết hợp giữa nitrat hóa bán phần và Anammox trong cùng một thiết bị xử lý nitơ [74] Quá trình này có khả năng loại được amoni trong nước thải với tải lượng cao

mà không sử dụng nguồn cacbon hữu cơ [75] Quá trình này sử dụng 2 nhóm vi khuẩn tự dưỡng hiếu khí và kị khí với lượng oxy được cung cấp giới hạn để thực

hiện quá trình nitrat hóa bán phần để tạo ra nitrit bởi các vi khuẩn Nitrosomonas

theo phương trình phản ứng (2.1) Sau khi tạo ra nitrit thì quá trình kị khí tiếp tục

diễn ra bởi các vi khuẩn nhóm Planctomycete Nhóm vi khuẩn này có nhiệm vụ kết

hợp amoni với nitrit tạo ra khí nitơ và một lượng nhỏ nitrat theo phương trình phản ứng (2.9) Tổng hợp hai phương trình phản ứng (2.1) và (2.9) sẽ có một phương trình tổng hợp của toàn bộ quá trình C NON như sau:

Khi sử dụng mô hình gas-lift, Slierkers và cộng sự đã báo cáo quá trình

C NON đã đạt được hiệu suất cao ở tải trọng 1,5 kg N/m3/ngày [76] Ngoài ra, Helmer và cộng sự thực hiện loại bỏ nitơ bằng cách kết hợp nitrit hóa và anammox trong một bể phản ứng sử dụng màng sinh học trong mô hình khử nitrat qui mô pilot, nồng độ amoni đầu vào là 150 mg/l Kết quả cho thấy 98,9% amoni đã bị loại

ở nồng độ DO bằng 0,7 mg/l [77]

Phân tích mẫu bùn trong bể bằng kỹ thuật FISH đã phát hiện thấy sự có mặt của

các vi khuẩn AOB thuộc chi Nitrosomonas (45%) và vi khuẩn oxy hóa amoni kị khí tương tự Planctomycete (50%) 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

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 kị khí Lượng oxy được cho vào vừa

đủ để oxy hóa hết một nửa lượng amoni trong thiết bị phản ứng thành nitrit, lượng amoni còn lại sẽ tham gia phản ứng với nitrit vừa sinh ra dưới tác dụng của nhóm vi khuẩn namox để tạo thành khí N2

c) Quá trình DENAMMOX và quá trình SNAD

Quá trình DENAMMOX hay còn được gọi DEAMOX (DEnitrifying AMmonium OXidation) là sự kết hợp quá trình khử nitrat và anammox, thích hợp cho xử lý các loại nước thải có thành phần nitơ carbon hữu cơ cao như rỉ rác mới, nước thải từ các hệ thống phân hủy chất thải động vật Sergey Kalyuzhnyi và cộng

sự đã báo cáo về quá trình này trong xử lý nước làm men bánh mì [78]

Nguyên tắc của quá trình này là sự kết hợp anammox với các điều kiện khử nitrat tự dưỡng, sử dụng sunfua như một chất cho điện tử để tạo ra nitrit từ nitrat trong giá thể kỵ khí Để sinh ra sunfua và amoni, bể sinh học U SB được dùng như một quá trình tiền xử lý Dòng ra của U SB được chia ra hai phần, một phần đi vào

bể nitrat hóa để sinh ra nitrat) và phần còn lại đưa thẳng vào bể phản ứng

DE MOX để khuấy trộn với dòng ra của bể nitrat hóa Hiệu quả xử lý của quá trình này ổn định và tải trọng nitơ của phản ứng rất cao, lên đến 1.000mg N/l/ngày với hiệu suất loại nitơ tổng khoảng 90% đã đạt được sau 410 ngày vận hành Các điều kiện cần quan trọng đi đầu để thực hiện quá trình này là tỉ lệ các chất trong dòng vào của bể phản ứng DEAMOX phải phù hợp, chẳng hạn như tỉ lệ N-NOx/N-NH4lớn hơn 1,2 và tỉ lệ S-H2S/N-NO3 phải lớn hơn 0,57 mg S/mg N

Quá trình SN D Simultaneous partial Nitrification Anammox and Denitrification) là sự kết hợp 3 quá trình bao gồm nitrit hóa bán phần, oxy hóa kỵ khí amoni và khử nitrat xảy ra trong cùng một bể phản ứng Jih-Gaw Lin và cộng sự thực hiện quá trình này ở qui mô full-scale để xử lý nước rỉ rác [79] 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, amoni-N, nitrat-N lần lượt là 554 mg/l, 634 mg/l và

3 mg/l; không có nitrit Hiệu quả khử COD, amoni-N trong bể lần lượt là 28% và 80% Nitơ tổng bị loại bởi quá trình kết hợp nitrat hóa bán phần và anammox là 68% trong khi quá trình khử nitrat 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 Kết quả phân tích PCR

(Polymerase Chain Reaction) và FISH (Fluorescence In Situ Hybridization) cho thấy vi khuẩn anammox và các loại vi khuẩn Planctomycete chiếm ưu thế

d) Quá trình SNAP

SNAP (Single- stage Nitrogen removal using Anammox and Partial nitritation)

là quá trình xử lý nitơ trên cơ sở kết hợp nitrat hóa bán phần và anammox trong một

bể phản ứng SNAP sử dụng vật liệu sợi tổng hợp acrylic làm vật liệu bám cho vi khuẩn AOB và vi khuẩn anammox Từ bùn hoạt tính cấy lúc ban đầu và sau thời gian dài vận hành qua các giai đoạn nitrit hóa, nitrat hóa bán phần; vi khuẩn anammox sinh trưởng và kết hợp với vi khuẩn AOB cùng bám trên vật liệu sẽ chuyển hóa phần lớn amoni ban đầu thành khí nitơ

Cơ chế của quá trình SN P được cho là xảy ra theo hai phương trình phản ứng (2.13) (nitrit hóa) và (2.12) (anammox) Nếu loại amoni bằng một quá trình bởi 2

nhóm vi khuẩn Nitrosomonas và anammox thì quá trình xảy ra theo phương trình

và khả năng bám cao 0,5-0,6 g SS/g vật liệu) Bên cạnh đó, nghiên cứu cũng chứng minh được lượng bùn hình thành là rất ít (0,045 mg VSS/mg N bị loại), chi phí thấp (vận hành với DO thấp, tiêu thụ độ kiềm thấp) SNAP có nhiều ưu thế triển khai áp dụng trong thực tế Kết quả phân tích 16S rDNA cho thấy bùn SNAP chứa các vi

khuẩn AOB có mức độ tương đồng cao với Nitrosomonas europaea, vi khuẩn Anammox rất gần với dòng KU-2 và vi khuẩn NOB tương tự Nitrospira sp [80]

SNAP tiếp tục được phát triển trên nhiều vật liệu khác nhau, đặc biệt là tại trường đại học Kumamoto, Nhật Bản bởi Kurukawa và cộng sự [81] Quá trình

SN P được nghiên cứu với vật liệu nhân tạo mới là Biofix do Công ty Net, Nhật Bản sản xuất Vật liệu này được thiết kế đặc biệt để làm giá thể lưu giữ sinh khối và tạo ra hai vùng: hiếu khí cho vi khuẩn AOB và kị khí cho vi khuẩn Anammox

So với quá trình CANON, quá trình SNAP có thể vận hành ổn định ở tải trọng cao 0,96 kg N/m3/ngày so với 0,13 kg N/m3/ngày của quá trình CANON trong 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 [74].Vật liệu hỗ trợ quá trình SNAP (Biofix, công ty NET., Nhật Bản) đóng vai trò rất lớn đối với việc loại bỏ nitơ trong bể phản ứng SNAP Nghiên cứu đã quan sát được hai chủng vi khuẩn (NOB và vi khuẩn anammox) tồn tại song song trên cùng giá thể biofix Quá trình này có thể vận hành thành công với các loại nước thải giàu amoni DO, pH và nhiệt độ là các thông số quan trọng nhằm đảm bảo cho sự thành công của quá trình này

Năm 2011, Cho và cộng sự đã thực hiện nghiên cứu về mô hình kết hợp quá trình nitrit hóa bán phần với quá trình anammox trong cùng một bể phản ứng, sử dụng giá thể sợi non-woven [83] Nhận thấy hiệu quả xử lý loại bỏ nitơ cao hơn và

ổn định hơn khi khởi động mô hình thứ nhất theo quá trình anammox so với khởi động mô hình thứ hai theo quá trình nitrit hóa bán phần tương ứng 0,35±0,19 kg N/m3/ngày so với 0,23±0,16 kg N/m3/ngày) Kết quả phân tích FISH với mô hình thứ nhất cho thấy lớp vi khuẩn anammox phân bố ở lớp kỵ khí phía trong và được bao bên ngoài bởi lớp vi khuẩn OB hiếu khí, trong khi đó với mô hình thứ hai vi khuẩn anammox và OB trộn lẫn lộn vào nhau trên giá thể

Yoshinobu Yamagiwa và cộng sự đã nghiên cứu về SN P sử dụng giá thể acrylic pile fabric với nước thải tổng hợp [84] Nồng độ amoni dòng vào 192-3.821

mg l, nghiên cứu đã đạt hiệu quả khử nitơ cao, tối đa là 2,05 kg N/m3/ngày

Nghiên cứu của Phạm Khắc Liệu và cộng sự về ứng dụng quá trình kết hợp nitrit hóa bán phần và anammox xử lý loại nitơ trong nước rỉ rác ở quy mô phòng thí nghiệm với nước rỉ rác tại bãi rác Thùy Phương, Huế Giai đoạn đầu sử dụng nước thải nhân tạo sau đó sử dụng nước rỉ rác thực tế với COD khoảng 200 mg/l,

nồng độ amoni khoảng 140 mg l Các thông số vận hành nhƣ HRT = 24 giờ, nhiệt

độ từ 30-320C; pH = 7,5; tỷ lệ sục khí là 60 l h 0,1 vvm) Kết quả là quá trình oxy hóa amoni đạt 92%, tỷ lệ khử nitơ đến 81%, nồng độ amoni dòng ra nhỏ hơn 25 mg/l [85]

Bảng 2.1 So sánh các quá trình sinh học đã đề cập [80], [82]

Đặc trƣng

Nitrat hoá/khử nitrat truyền thống

Nitrit hoá/khử nitrit (SHARON)

Nitrit bán phần và anammox trong hai bể phản ứng

Nitrit bán phần và anammox trong một bể phản ứng