ĐÁNH GIÁ HIỆU QUẢ xử lý NITƠ hàm LƯỢNG CAO TRONG nước THẢI BẰNG mô HÌNH SNAP (Singlestage Nitrogen removal using Anammox and Partial nitritation) với GIÁ THỂ BIOFIX

LỜI CẢM ƠNTÓM TẮT LUẬN VĂN1.5. Phương pháp nghiên cứu1.6. Ý nghĩa khoa học và thực tiễn1.7. Tính mới của đề tàiCHƯƠNG 2: TỔNG QUAN2.1 Tổng quan về nitơ2.1.1. Quá trình cố định nitơ2.1.2. Quá trình amon hóa2.1.3. Quá trình nitrat hóa2.1.4. Quá trình phản nitrat2.1.5. Quá trình anammox2.2 Tác hại của nitơ2.2.1 Tác hại đối với con người2.2.2 Tác hại nitơ đối với môi trường2.3. Nguồn gốc phát sinh nitơ2.4 Các công nghệ xử lý nitơ2.4.1 Công nghệ xử lý truyền thống2.4.2 Công nghệ Sharon2.4.3. Công nghệ dựa trên quá trình anammox2.4.3.1 Công nghệ Sharon – Anammox2.4.3.2 Quá trình nitrit hóa bán phần và anammox trong 1 bể phản ứng2.4.3.3. Quá trình Denamox2.5. Quá trình SNAPCHƯƠNG 3: VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU3.1. Mô hình nghiên cứu3.2. Giá thể sinh học3.3. Sinh khối SNAP3.4. Nước thải nhân tạo3.5. Điều kiện hoạt động3.6. Phương pháp phân tích3.7. Phương pháp xác định sinh khối3.8. Phương pháp xử lý số liệuCHƯƠNG 4: KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN4.1. Giai đoạn thích nghi (startup)4.2. Giai đoạn khảo sát hiệu quả xử lý nitơ4.2.1. Sự biến động pH, DO4.2.2. Nồng độ FA và FNA trong bể4.2.3.Hiệu quả chuyển hóa NH4+ và loại bỏ TN4.3.4.1. Hiệu quả chuyển hóa NH4+4.3.4.2. Hiệu quả loại bỏ TK4.2.4.Sự biến động của NO3N, NO2N dòng ra và Cl4.2.4.1. Sự biến động NO3N và NO2N dòng ra4.2.4.2. Sự biến động Cl dòng ra4.3. Sinh khối bùn4.3.1. Quan sát hình thái bùn4.3.2. Sinh khối vi sinh vậtCHƯƠNG 5: KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ1.Kết luận2.Kiến nghịTÀI LIỆU THAM KHẢODANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH NCKH ĐÃ CÔNG BỐ

ĐẠI HỌC QUỐC GIA TP.HCM

TRƯỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA

TRƯỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA ĐẠI HỌC QUỐC GIA TP HỒ CHÍ MINH

- oOo - Cán bộ hướng dẫn khoa học: PGS.TS Nguyễn Tấn Phong

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

1 GS.TS Lâm Minh Triết (CT)

2 TS Trần Tiến Khôi (TK)

3 TS Đặng Vũ Bích Hạnh (PB1)

4 TS Lê Thị Kim Phụng (PB2)

5 PGS.TS Nguyễn Tấn Phong (UV)

Xác nhận của Chủ tịch Hội đồng đánh giá LV và Bộ môn quản lý chuyên ngành sau khi luận văn đã được sửa chữa (nếu có)

TÓM TẮT LUẬN VĂN

Công nghệ sinh học xử lý nitơ truyền thống dựa trên nguyên lý nitrat và khử nitrat đã góp phần loại bỏ nitơ trong nước thải trước khi thải bỏ vào môi trường Tuy nhiên, công nghệ truyền thống này bọc lộ khá nhiều nhược điểm như thải khí độc, không xử lý nước thải có chưa hàm lượng nitơ cao, đặc biệt là nước thải có chưa nitơ cao mà hàm lượng COD thấp như nước thải sau hâm Biogas, nước rỉ rác lâu năm…

Từ năm 1995, người ta đã phát hiện ra một quá trình chuyển hóa nitơ mới, đó là quá trình oxi hóa kị khí, vi khuẩn chịu trách nhiệm cho quá trình này là vi khuẩn anammox, với sự phát hiện này đã mở ra một công nghệ mới loại bỏ nitơ trong nước thải Công nghệ này đã khắc phục được những nhược điểm của công nghệ truyền thống Vì vậy, công nghệ ứng dụng quá trình anammox đã và đang được nghiên cứu ứng dụng rộng rải trên thể giới

Đề tài nghiên cứu “Đánh giá hiệu quả xử lý nitơ hàm lượng cao trong nước

thải bằng mô hình SNAP với giá thể biofix” nhằm đánh giá hiệu quả loại bỏ nitơ

trong nước thải nhân tạo mô phỏng nước thải có chứa hàm lượng nitơ cao qua 7 tải trọng khác nhau (ứng với 7 nồng độ khác nhau 100, 200, 300, 400, 500, 600, 700 mg/l) với các thông số kiểm soát pH 7,7; DO từ 1 đến 3,3 mg/l và thời gian lưu nước 12h, hiệu quả chuyển hóa và loại bỏ tối đa lần lượt là 90,5% và 84,6% ở tải trọng 1,4 kgN/m3.ngày Tải trọng xử lý nitơ đạt 1,194 kgN/m3.ngày Lượng sinh khối bám trên giá thể là 1,047 gSS/g giá thể ở ngày cuối cùng của thí nghiệm Những kết quả trên đã cho thấy công nghệ SNAP với giá thể Biofix có thể xử lý được nước thải có chứa hàm lượng nitơ cao với hiệu quả tương tối cao, và Biofix là giá thể khá phù hợp cho vi khuẩn anammox và AOB

ABSTRACT

The traditional biotechnology to nitrogen removal based on nitrification – denitrification has contributed to removing nitrogen from wastewater before discharging into the water source However, this technology has many disadvantages such as complexity, high cost, emit CO2 and N2O, etc Especially, wastewater contains high nitrogen and limit COD such as leachate, wastewater generated from sludge treatment is very difficult to treat by the traditional biotchnology In 1995, the scientists discovered a new method to treat for nitrogen, called anaerobic ammonium oxidation (anammox) In this reaction, ammonium is oxidized to nitrogen gas from nitrite under anaerobic condition The technology based on anammox overcomes the disadvantatages of the traditional biotachnology Therefore, this technology has widely researched and been applied in the world

The study “Evaluation of Nitrogen Removal from Synthesis Wastewater which High Nitrogen Concentration by Single-Stage Using anammox and Partial

Removal from wastewater which has high concentration through 7 steps (corresponding to 7 different concentrations of 100, 200, 300, 400, 500, 600, 700 mg/l) with control parameters pH 7.7, DO from 1 to 3.3 mg/l and HRT 12h, conversion efficiency nitrogen and removal efficiency nitrogen at 1.4kgN/m3.day reach 90,5% and 84.6%, respectively Nitrogen remaval loading rate reaches 1.194 kgN/m3.day The sludge sticked to biomass carries is 1.047gSS/g biomass carries at the end of days of the experiment These results showed that SNAP can treat for wastewater containing high nitrogen and Biofix is quite suitable biomass carries for AOB and anammox bacteria

DANH SÁCH HÌNH

Hình 2.1 Chu trình nitơ trong tự nhiên 4

Hình 2.2 Vi khuẩn anammox dưới kính hiển vi (x1000) 14

Hình 2.3 Quá trình khử nitơ truyền thống và quá trình anammox 14

Hình 2.4 Mô hình xử lý nitơ bằng SHARON 22

Hình 2.5 Mô hình Sharon - Anammox 24

Hình 2.6 Một số giá thể sử dụng trong công nghệ SNAP 28

Hình 2.7 Nguyên tắc loại bỏ nitơ trong mô nình SNAP 29

Hình 3.1 Sơ đồ mô hình thí nghiệm 32

Hình 3.2 Mô hình thực tế 33

Hình 3.3 Bể phản ứng 35

Hình 3.4 Cấu trúc giá thể sinh học biofix 35

Hình 3.5 Giá gắn cho giá thể sinh học BioFix 36

Hình 4.1 Bùn sau khi chạy thích nghi 41

Hình 4.2 Nồng độ FA trong bể 47

Hình 4.3 Nồng độ FNA trong bể 48

Hình 4.4 hiệu quả chuyển hóa trung bình qua các tải trọng 49

Hình 4.5 Hiệu quả chuyển hóa amoni 51

Hình 4.6 Hiệu quả xử lý nitơ 52

Hình 4.7 Hiệu suất loại bỏ nitơ trung bình qua các tải trọng 52

Hình 4.8 quan hệ giữa NRE với ACE 56

Hình 4.9 Nồng độ NO2-N và NO3-N dòng ra 57

Hình 4.10 Nồng độ Cl- 60

Hình 4.11 Sinh khối bùn bám trên giá thể qua các tải 61

Hình 4.12 Bùn trên giá thể và bùn lơ lửng 62

Hình 4.13 Sinh khối của bùn trong bể theo thời gian vận hành 63

DANH SÁCH BẢNG

Bảng 2.1 Thành phần nước thải sinh hoạt 17

Bảng 2.2 Nồng độ đặc trưng ô nhiễm nitơ tổng thường tìm thấy trong một số loại nước thải công nghiệp 18

Bảng 2.3 So sánh một số công nghệ xử lý nitơ khác nhau 27

Bảng 3.1 Thông số kỹ thuật của giá thể 36

Bảng 3.2 Tính chất nước thải nhân tạo 37

Bảng 3.3 Tải trọng nitơ theo thời gian 38

Bảng 3.4: Các phương pháp phân tích 39

Bảng 4.1 Thông số kiểm soát DO 42

Bảng 4.2 Giá trị pH qua các tải trọng 45

Bảng 4.3 Sự FA và FNA trong bể giao động ở các tải trọng 47

Bảng 4.4 hiệu quả chuyển hóa NH4+ qua các tải trọng 49

Bảng 4.5 Hiệu quả xử lý ở các tải trọng 53

Bảng 4.6 So sánh hiệu quả xử lý 54

Bảng 4.7 So sánh hiệu quả chuyển hóa và xử lý ở tải 1 kgN/m3.ngày 55

Bảng 4.8 Nồng độ NO3—N dòng ra 58

Bảng 4.9 Nồng độ NO2-N dòng ra 59

Bảng 4.10 Đặc tính của bùn trong bể 63

KÝ HIỆU CHỮ VIẾT TẮT

AEROBIC Quá trình hiếu khí

ACE Hiệu suất chuyển hóa amoni

ANAEROBIC Quá trình kị khí

ANAMMOX Oxi hóa amoni trong điều kiện kị khí

ANOXIC Quá trình thiếu khí

AOB Vi khuẩn oxi hóa amoni

BOD Nhu cầu oxi sinh học

CANON Khử nitơ thông qua nitrit bằng quá trình tự dưỡng hoàn toàn COD Nhu cầu oxi hóa học

DO Nồng độ oxi hòa tan

FA Amoniac tự do

FNA Axit nitric tự do

HRT Thời gian lưu nước

MLSS Chất rắn lơ lửng

NOB Vi khuẩn oxi hóa nitrit

NRE Hiệu suất loại bỏ nitơ

SNAP Một bước loại bỏ nitơ bằng anammox và nitrit bán phần

SS Thông số chất rắn lơ lửng

SRT Thời gian lưu bùn

TCVN Tiêu chuẩn Việt Nam

TN Tổng nitơ

TOC Cacbon hữu cơ tổng số

VSS Chất rắn bay hơi

MỤC LỤC

LỜI CẢM ƠN i

TÓM TẮT LUẬN VĂN ii

ABSTRACT iii

LỜI CAM ĐOAN iv

DANH SÁCH HÌNH v

DANH SÁCH BẢNG vi

KÝ HIỆU CHỮ VIẾT TẮT vii

MỤC LỤC viii

CHƯƠNG 1: MỞ ĐẦU 1

1.2 Đặt vấn đề 1

1.2 Mục tiêu nghiên cứu 2

1.3 Đối tượng nghiên cứu 2

1.4 Nội dung nghiên cứu 2

1.5 Phương pháp nghiên cứu 2

1.6 Ý nghĩa khoa học và thực tiễn 2

1.7 Tính mới của đề tài 2

CHƯƠNG 2: TỔNG QUAN 4

2.1 Tổng quan về nitơ 4

2.1.1 Quá trình cố định nitơ 5

2.1.2 Quá trình amon hóa 5

2.1.3 Quá trình nitrat hóa 6

2.1.4 Quá trình phản nitrat 10

2.1.5 Quá trình anammox 13

2.2 Tác hại của nitơ 16

2.2.1 Tác hại đối với con người 16

2.2.2 Tác hại nitơ đối với môi trường 16

2.3 Nguồn gốc phát sinh nitơ 16

2.4 Các công nghệ xử lý nitơ 20

2.4.1 Công nghệ xử lý truyền thống 20

2.4.2 Công nghệ Sharon 21

2.4.3 Công nghệ dựa trên quá trình anammox 22

2.4.3.1 Công nghệ Sharon – Anammox 23

2.4.3.2 Quá trình nitrit hóa bán phần và anammox trong 1 bể phản ứng 24

2.4.3.3 Quá trình Denamox 26

2.5 Quá trình SNAP 28

CHƯƠNG 3: VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 32

3.1 Mô hình nghiên cứu 32

3.2 Giá thể sinh học 35

3.3 Sinh khối SNAP 36

3.4 Nước thải nhân tạo 37

3.5 Điều kiện hoạt động 37

3.6 Phương pháp phân tích 38

3.7 Phương pháp xác định sinh khối 39

3.8 Phương pháp xử lý số liệu 40

CHƯƠNG 4: KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 41

4.1 Giai đoạn thích nghi (start-up) 41

4.2 Giai đoạn khảo sát hiệu quả xử lý nitơ 41

4.2.1 Sự biến động pH, DO 42

4.2.2 Nồng độ FA và FNA trong bể 46

4.2.3.Hiệu quả chuyển hóa NH4+ và loại bỏ TN 49

4.3.4.1 Hiệu quả chuyển hóa NH4+ 49

4.3.4.2 Hiệu quả loại bỏ TK 51

4.2.4.Sự biến động của NO3-N, NO2-N dòng ra và Cl- 56

4.2.4.1 Sự biến động NO3-N và NO2-N dòng ra 56

4.2.4.2 Sự biến động Cl- dòng ra 60

4.3 Sinh khối bùn 61

4.3.1 Quan sát hình thái bùn 61

4.3.2 Sinh khối vi sinh vật 63

CHƯƠNG 5: KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ 66

1.Kết luận 66

2.Kiến nghị 66

TÀI LIỆU THAM KHẢO 68

DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH NCKH ĐÃ CÔNG BỐ 73

LÝ LỊCH TRÍCH NGANG 74

PHỤ LỤC 75

CHƯƠNG 1: MỞ ĐẦU

1.2 Đặt vấn đề

Nitơ cùng với photpho là chất dinh dưỡng cần thiết cho sự sống Tuy nhiên, nước thải chứa nhiều nitơ thải vào nguồn nước sẽ gây là những tác động xấu đến hệ sinh thái dưới nước, thậm chí hủy hoại sự sống của nguồn tiếp nhận Các công nghệ xử

lý nitơ hiện nay chủ yếu là dựa vào quá trình nitrat hóa và khử nitrat, công nghệ này có nhiều khó khăn như cần bổ sung nguồn cacbon, gây tốn kém chi phí, sinh khí độc, các công nghệ này chỉ xử lý được nitơ ở nồng độ thấp Bên cạnh đó, hiện này có nhiều nguồn thải chứa nitơ hàm lượng cao như nước thải chăn nuôi heo, thậm chí, có những nguồn thải có hàm lượng nitơ rất cao, mà nồng độ COD lại rất thấp như nước rỉ rác củ, nước thải từ bể tiêu hủy bùn Với những loại nước thải này, để áp dụng công nghệ dựa trên quá trình nitrat hóa và khử nitrat sẽ cần bổ sung một lượng lớn COD từ bên ngoài, điều này là tốn kém về mặt kinh tế cho xử lý nước thải Vì vậy, cần phải có một công nghệ xử lý được nitơ từ những nguồn thải như vậy

Quá trình anammox là một quá trình chuyển hóa nitơ mới phát hiện từ năm

1995 Từ năm 1995 đến nay đã có nhiều nghiên cứu về quá trình này Người ta nhận thấy rằng áp dụng quá trình anammox để xử lý nitơ hàm lượng cao có rất nhiều ưu điểm hơn so với công nghệ truyền thống Đặc biệt, quá trình này không đòi hỏi cung cấp thêm nguồn cacbon bên ngoài, cũng như đây là quá trình xảy ra trong điều kiện kị khí, nên không cần năng lượng để cung cấp oxi, đây là một ưu điểm rất lớn về mặt kinh tế cho xử lý nước thải

Công nghệ SNAP xử lý nitơ áp dụng kết hợp quá trình nitrit hóa bán phần và anammox trong một bể phản ứng là một trong những công nghệ xử lý nitơ đã và đang được nghiên cứu Công nghệ này hứa hẹn tạo ra đột phá cho quá trình xử lý nước thải

ô nhiễm nitơ hàm lượng cao Chính vì vậy đề tài nghiên cứu: “Đánh giá hiệu quả xử

lý nitơ hàm lượng cao trong nước thải bằng mô hình SNAP với giá thể biofix” cần

được thức hiện để nghiên cứu ứng dụng quá trình SNAP vào thực tế

1.2 Mục tiêu nghiên cứu

Nghiên cứu khả năng xử lý nitơ hàm lượng cao bằng công nghệ SNAP với nước thải nhân tạo có nồng độ nitơ cao

1.3 Đối tượng nghiên cứu

Đối tượng nghiên cứu tập trung vào:

o Mô hình được thiết kế phù hợp để tạo điều kiện cho quá trình xử lý

o Nước thải giả mô phỏng nước thải có nồng độ nitơ cao

o Sử dụng giá thể biofix để làm vật liệu dính bám chi vi khuẩn

1.4 Nội dung nghiên cứu

Nôi dung nghiên cứu bao gồm:

o Thiết kế và lắp đặt mô hình thí nghiệm

o Kiểm soát các yếu tố pH, DO nhằm tạo điều kiện tốt nhất cho hiệu quả xử lý

o Xác định hiệu quả xử lý nitơ ở từng tải trọng khác nhau

1.5 Phương pháp nghiên cứu

o Tổng quan các tài liệu nghiên cứu về công nghệ xử lý nitơ ứng dụng quá trình SNAP

o Phương pháp lấy mẫu và phân tích mẫu

o Phương pháp tính toán và xử lý số liệu

1.6 Ý nghĩa khoa học và thực tiễn

Kết quả nghiên cứu sẽ góp phần hiểu rõ hơn quá trình loại bỏ nitơ trong nước thải bằng công nghệ SNAP Cũng như khả năng loại bỏ nitơ của nó Từ đó, tìm ra những điều kiện tốt nhất, cũng như thiết kế hệ thống phù hợp xử lý nước thải có nồng

độ nitơ cao bằng công nghệ SNAP

1.7 Tính mới của đề tài

Nghiên cứu xử lý nước thải có hàm lượng nitơ cao ứng dụng vi khuẩn anammox là một hướng đi mới hứa hẹn nhiều lợi ích trong những năm gần đây, Tuy nhiên, công nghệ này vẫn còn mới, đã được nghiên cứu nhưng chưa được ứng dụng

nhiều Đặc biệt là ở Việt Nam, công nghệ này vẫn còn nghiên cứu một cách hạn chế và chưa được ứng dụng vào thực tế

CHƯƠNG 2: TỔNG QUAN

2.1 Tổng quan về nitơ

Nitơ tồn tại trong môi trường rất nhiều dạng Nó là yếu tố cơ bản cấu tạo thành 78% bầu khí quyển trái đất Ở điều kiện bình thường, nitơ chủ yếu ở trạng thái khí, là chất không mùi, không vị và trơ về mặt hóa học Một trạng thái khác, nó còn là yếu tố cấu thành nên axit amin và axit nucleic, là chìa khóa của tất cả các sinh vật sống

Nitơ là một yếu tố trong nước thải của con người Trong nước thải, các hợp chất của nitơ tồn tại dưới 4 dạng chính: các hợp chất hữu cơ, amoni, nitrit và nitrat Các dạng của nitơ luôn chuyển hóa lẫn nhau, và chủ yếu nhờ vào vi sinh vật, một phần nhờ vào hiện tượng vật lý như sấm chớp Hình 2.1 thể hiện chu trình của nitơ trong tự nhiên

Hình 2.1 Chu trình nitơ trong tự nhiên

Nitơ được chuyển hóa trong môi trường nhờ vi sinh vật và các phản ứng thuần hóa học Các quá trình chuyển hóa nitơ bao gồm: quá trình cố định nitơ, quá trình amon hóa, quá trình nitrat hóa, quá trình khử nitrat, quá trình anammox

2.1.1 Quá trình cố định nitơ

Nitơ phân tử chiếm một lượng lớn nhất trong không khí nhưng đa số các vi sinh vật không sử dụng được nguồn vô cơ này, chỉ có một số hấp thụ dạng này Qua hoạt động của vi sinh vật hấp thụ dạng này, nitơ phân tử sẽ chuyển thành nitơ ở dạng hợp chất hay nitơ dạng vô cơ thành nitơ dạng hữu cơ, hoạt động này được gọi là sự cố định nitơ phân tử Quá trình này được thực hiện nhờ sự xúc tác của enzyme nitrogenaza Người ta đã tách được hệ thống nitrogenaza từ 15 loài vi sinh vật khác nhau

Các loại vi sinh vật cố định nitơ có 2 loại:

o Vi sinh vật cố định nitơ sống tự do: Azotobacteraceae, Bacillacear,

Enterbacteriaceae…

o Các vi khuẩn cố định nitơ cộng sinh: vi khuẩn nốt sần họ đâu (Rhizobium), vi

khuẩn lam cố định nitơ sống cộng sinh

2.1.2 Quá trình amon hóa

Quá trình amon hóa là quá trình chuyển hóa các hợp chất của nitơ bao gồm protein, Urê trong điều kiện hiếu khí hoặc yếm khí dưới dác dụng của các loại vi sinh vật để tạo thành NH3 hoặc NH4+

Quá trình amon hóa urê được chia làm hai giai đoạn Đầu tiên, dưới tác dụng của enzyme urease của vi sinh vật, urê sẽ bị thủy phân tạo thành muối cacbonat amoni Sau đó, cacbonat amoni được phân giải thành NH3, CO2 và nước Quá trình đó có thể được mô tả dưới phương trình 2.1 và 2.2

𝐶𝑂(𝑁𝐻2)2+ 2𝐻2𝑂 → (𝑁𝐻4)2𝐶𝑂3 (𝐺𝑖𝑎𝑖 đ𝑜ạ𝑛 1) (2.1) (𝑁𝐻4)2𝐶𝑂3 → 2𝑁𝐻3+ 𝐶𝑂2+ 𝐻2𝑂 (𝑔𝑖𝑎𝑖 đ𝑜ạ𝑛 2) (2.2) Một số loài vi khuẩn có khả năng amon hóa urê, chúng đều tiết ra enzym

urease Trong đó có một số loài phân giải cao như: Micrococcus Urêae, Bacillus

amylovorum, Proteus vulgaris… Đa số chúng thuộc nhóm hiếu khí hoặc kỵ khí không

bắt buộc, ưa pH trung tính hoặc hơi kiềm

Quá trình amon hóa protein là quá trình phân hủy các hợp chất hữu cơ chứa nitơ, giải phóng NH3 do nhiều vi sinh vật hiếu khí và kỵ khí gây ra như vi khuẩn, nấm mốc và xạ khuẩn Tất các các vi sinh vật amon hóa đều tiết enzyme thủy phân protein

ra ngoài môi trường làm cho protein bị phân cắt thành pepton, polypeptid, dipeptid và axit amin Các axit amin được đối tượng biến đổi trong tế bào thông qua con đường trao đổi năng lượng và xây dựng tế bào, sản phẩm cuối cùng chủ yếu của quá trình vô

cơ hóa hiếu khí protein là amoni, cacbonic, các muối của axit sulfuric và axit phosphoric Trong điều kiện kị khí, các axit amin không được vô cơ hóa hoàn toàn, bên cạnh NH3 và CO2 còn tích lũy nhiều loại hợp chất hữu cơ khác như axit hữu cơ, rượu, H2S và những dẫn suất của nó như mecaptan, các chất độc như diammine và tomain (độc tố thối) các sản phẩm bốc mùi rất khó chịu như indol và scatol

Quá trình amon hóa giữ vài trò quan trọng trong việc khép kín vòng tuần hoàn nitơ vì nhờ quá trình này mà nitơ chuyển từ dạng khó hấp thu sang dạng muối amoni

dễ dàng được thực vật sử dụng, nhờ quá trình này mà NH3 luôn luôn được phục hồi, cung cấp dinh dưỡng cho sinh vật Có nhiều loại vi khuẩn, nấm mốc tham gia vào quá

trình này, chủ yếu là các loại Bacillus như B.mesentericus, B.mycoide, B.sustilis, Số

lượng của chúng trong thủy vực khác nhau rất khác nhau, thường trong thủy vực nước ngọt số lượng của chúng nhiều hơn các thủy vực nước lợ, mặn Nhiệt độ tối ưu cho sự amon hóa là từ 25 – 30oC Do đó, và mùa đông sự amon hóa bị làm chậm đáng kể Tuy nhiên, sự tăng mạnh số lượng vi khuẩn gây thôi trong mùa hạ chỉ xảy ra ở các thủy vực bị nhiễm nước thải và thường không thấy các sông hồ và vùng biển sạch

NH3 được hình thành trong quá trình amon hóa sẽ hòa tan vào trong muối hình thành ion NH4+ cho đến khi cân bằng được thiết lập Tỉ lệ giữa NH3 và NH4+ trong nước phụ thuộc vào nhiệt độ và pH của môi trường

2.1.3 Quá trình nitrat hóa

Quá trình nitrát hoá là quá trình ôxy hoá sinh hoá nitơ của các muối amoni, đầu tiên thành nitrit và sau đó thành nitrat dưới tác dụng của vi sinh vật hiếu khí trong điều kiện thích ứng [43] Hai nhóm vi khuẩn quan trọng trong quá trình nitrat hoá là

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

Các nhóm vi khuẩn này là những sinh vật tự dưỡng hiếu khí, chúng lấy năng lượng từ sự oxi hoá hợp chất nitơ vô cơ và sử dụng CO2 để tổng hợp sinh khối Mỗi

loài có khả năng oxi hoá nitơ tới mức độ nhất định Nitrosomonas, Nitrosospira,

Nitrosolobus và Nitrosovibrio có thể oxi hoá NH3 thành NO2- nhưng không thể oxi hoá hoàn toàn thành NO3- Trong khi đó, Nitrobacter lại chỉ oxi hoá NO2- thành NO3-

Trái với những vi sinh vật dị dưỡng, vi khuẩn nitrat hoá tự dưỡng phát triển rất chậm, tốc độ tăng trưởng trên một đơn vị NH4+ hoặc NO2- bị oxi hoá thấp Thời gian một thế hệ là 0,42,5 ngày đối với Nitrosomonas và 0,31,5 ngày đối với Nitrobacter

Sản lượng tế bào là 0,29gtế bào khô/gN oxi hóa với Nitrosomonas và 0,08gtế bào khô/gN oxi hóa

với Nitrobacter Nhưng cũng giống như các vi sinh vật khác, vi khuẩn nitrat hoá có thể

sinh trưởng ở tốc độ cực đại khi điều kiện môi trường là tối ưu và không có các chất độc

Gần đây hàng loạt các loại vi khuẩn dị dưỡng có khả năng oxi hóa NH4+ và các hợp chất nitơ hữu cơ thành NO2-, NO3- đã được công bố Ví dụ: Methylococcus

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

Các số liệu thu được gần đây cho thấy quá trình nitrat hóa nhờ các vi khuẩn dị dưỡng có tầm quan trọng đặc biệt bởi nó dễ sinh trưởng và phát triển ở mọi loại môi trường, kể cả nơi giàu hay nghèo chất hữu cơ Mặc dù khả năng oxi hóa NH4+ của các

vi khuẩn dị dưỡng nhỏ hơn từ 103- 104 khả năng oxi hóa NH4+ của các vi khuẩn tự dưỡng, song bù lại chúng lại có khả năng phát triển nhanh hơn rất nhiều lần Hơn nữa ngoài khả năng oxi hóa NH4+, các vi khuẩn dị dưỡng còn có cả enzim khử nitrat (nitrat reductaza) thành N2 ngay cả trong điều kiện có O2 bởi vậy chúng cũng là các vi khuẩn

lý tưởng trong xử lý ô nhiễm môi trường do NH4+, NO2-, NO3-

Có 2 điều kiện cần phải được đáp ứng để quá trình nitrat hoá có thể xảy ra Thứ nhất, tuổi bùn phải đủ cao để ngăn sự rửa trôi của bùn theo nước trong hệ thống bùn hoạt tính Thứ hai, thời gian tiếp xúc giữa vi khuẩn và amoni phải đủ dài Ngoài ra, các yếu tố như DO, pH, nhiệt độ cũng ảnh hưởng tới quá trình Vì vậy, để quá trình nitrat

hoá đạt hiệu quả cao, cần tạo được môi trường thích hợp cho sự phát triển của cả hai nhóm vi khuẩn nitrat hoá

 Cơ chế của quá trình :

Trong quá trình nitrat hoá, NH4+ bị oxi hoá theo 2 giai đoạn:

NH4+ + 1,5 O2 2H+ + H2O + NO2- (2.3)

NO2- + 0,5 O2 NO3 (2.4) Giai đoạn đầu tiên (2.3) được gọi là quá trình nitrit hóa, giai đoạn tiếp theo được gọi là giai đoạn nitrat hóa

Năng lượng sinh ra từ phản ứng (2.3) và (2.4) tương ứng được cung cấp cho

Nitrosomonas và Nitrobacter để tổng hợp sinh khối Trong đó, phản ứng (2.3) sinh ra

khoảng 5884 kcal/mol NH3, phản ứng (2.4) sinh ra 15,420,9 kcal/mol NH3 Do đó,

Nitrosomonas nhận được nhiều năng lượng hơn Nitrobacter

Tổng hợp quá trình chuyển hoá NH4+ thành NO3-

o Ở nhiệt độ cao hơn 25oC, tốc độ sinh trưởng của AOB cao hơn NOB Cũng ở nhiệt độ hơn 25oC, vi khuẩn AOB có ái lực với oxi cao hơn vi khuẩn NOB

o Vi khuẩn AOB bị ức chế bởi NH3 tự do ở nồng độ 8 – 120 mgN/l, trong khi đó

vi khuẩn NOB lại bị ức chế ở nồng độ thấp hơn, chỉ từ 0,08 – 0,82 mgN/l

o Vi khuẩn AOB cũng chịu được nồng độ HNO2 cao hơn so với vi khuẩn NOB AOB chỉ bị ức chế ở nồng độ 0,2 – 2,8 mgN/l, trong khi đó NOB đã bị ức chế khi nồng độ HNO2 đạt 0,06 – 0,83 mgN/lit

 Ảnh hưởng của các yếu tố môi trường tới quá trình nitrat hóa :

o Ảnh hưởng của nhiệt độ : Nhiệt độ tối ưu cho quá trình sinh trưởng của vi khuẩn nitrat 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 nitrat hoá diễn ra chậm

và hầu như vi khuẩn nitrat hoá không còn sinh trưởng ở nhiệt độ nhỏ hơn 40C Nhiệt độ quá cao làm biến tính protein, gây chết vi sinh vật Khoảng nhiệt độ

gây chết vi khuẩn Nitrosomonas ~55 580 C

o Ảnh hưởng của DO : Vì quá trình nitrat hoá là quá trình hiếu khí nên đòi hỏi sự

có mặt của oxi Theo tính toán ở phần trên, DO = 4,6 mg/mg NH4-N chỉ là vừa

đủ để sử dụng cho quá trình nitrat hoá Trong hầu hết các hệ thống xử lý, oxi còn được sử dụng để oxi hoá các chất khác ngoài NH3 trong nước thải, do đó tổng lượng oxi thực tế là cao hơn Nồng độ oxi hoà tan có ảnh hưởng quan trọng tới tốc độ sinh trưởng của vi khuẩn nitrat hoá và tốc độ quá trình nitrat

hoá trong hệ thống xử lý nước thải sinh hoạt

o Ảnh hưởng của pH : Theo một số tài liệu, giá trị pH tối ưu cho quá trình nitrat hoá là trong khoảng 89 Thông thường tốc độ quá trình nitrat hóa giảm khi pH giảm Bằng cách xác định tốc độ quá trình nitrat hóa, Meyerhof (1916) tìm thấy

pH tối ưu cho hoạt động của Nitrosomonas là khoảng 8,58,8 và cho

Nitrobacter là 8,39,3 Hofman (1973) bằng cách tương tự tìm thấy pH tối ưu cho cả hai loài vi khuẩn là 8,3 và xác định rằng tốc độ quá trình nitrat hóa gần như bằng 0 ở pH bằng 9,6 Wild (1964) kết luận pH tối ưu cho quá trình nitrat hóa là 8,4 và trong khoảng từ 7,88,9 tốc độ quá trình nitrat đạt 90% tốc độ cực đại Trong điều kiện pH <7,0 hoặc > 8,9 tốc độ quá trình nitrat chỉ bằng 50% tốc độ cực đại Painter (1972) xác định quá trình nitrat hóa giảm khi pH < 6,7

và dừng hẳn khi pH trong khoảng 5-5,5 Các kết quả trên xác định trong trường hợp quá trình nitrat hóa được tiến hành riêng Trong trường hợp kết hợp quá trình nitrat hóa và phản nitrat hóa thì pH tối ưu là khoảng 78

o Muối: Sự có mặt của muối có thể ảnh hưởng đến vi khuẩn và ức chế hoạt tính của chúng Theo Moussa và cộng sự (năm 2006) hoạt tính của vi khuẩn nitrat hóa sẽ bị giảm 95% ở nồng độ 40gCl-/l

o Các chất độc khác: Vi khuẩn nitrat hóa còn bị ảnh hưởng bởi những chất độc

vô cơ cũng như các kim loại nặng Theo Skinner và Walker (1961) thì vi khuẩn oxi hóa NH4+ sẽ bị ức chế khi nồng độ niken đạt 0,25 mg/l, crom ở 0,25 mg/l

và đồng ở 0,1 mg/l Ngoài ra vi khuẩn nitrat hóa cũng bị ức chế bởi nồng độ FA

phản nitrat hoá Ví dụ như chủng: Bacillus, Pseudomona , Methanomonas, Paracocus,

Spirillum, Thiobacillus Hầu hết vi khuẩn phản nitrat hoá là vi khuẩn hô hấp tuỳ tiện,

chúng có thể sử dụng O2 hoặc NO3- làm chất nhận điện tử cuối cùng trong quá trình hô hấp, trường hợp vi khuẩn sử dụng oxi làm chất nhận điện tử trong quá trình hô hấp gọi

là hô hấp hiếu khí , còn trường hợp vi khuẩn sử dụng NO3- hoặc NO2- gọi là hô hấp thiếu khí Cơ chế của 2 quá trình là tương tự nhau, sự khác nhau duy nhất giữa hô hấp hiếu khí và hô hấp thiếu khí là enzym xúc tác cho sự vận chuyển điện tử O2 phải được loại trừ để tạo điều kiện cho quá trình phản nitrat diễn ra Nếu cả O2 và NO3- cùng có mặt thì vi sinh vật sẽ sử dụng O2 làm chất nhận điện tử do hô hấp hiếu khí sinh ra

nhiều năng lượng hơn hô hấp thiếu khí

Các vi sinh vật cần nitơ để tổng hợp protein, nguồn nitơ vi sinh vật có thể sử dụng trực tiếp trong tổng hợp là NH4+ Trong trường hợp không sẵn có nguồn NH4+, một số vi sinh vật có khả năng khử NO3- thành NH4+ để sử dụng Khi đó một phần

nitơ đã được chuyển vào trong tế bào, quá trình khử nitơ kiểu này được gọi là “khử nitrat do đồng hoá “

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

dưỡng, sử dụng nguồn cacbon vô cơ để tổng hợp tế bào Ví dụ : Loài Thiobaccillus

denitrificans có khả năng oxi hoá lưu huỳnh nguyên tố lấy năng lượng và sử dụng

nguồn cacbon từ CO2 hoà tan hoặc HCO3- để tổng hợp tế bào

 Cơ chế của quá trình :

Phương trình phản ứng mô tả quá trình phản nitrat phụ thuộc vào nguồn cacbon

sử dụng Với NO3- là chất nhận điện tử và nguồn Cacbon là metanol , axit acetic , mêtan và nước thải ta có các phản ứng 2.8, 2.9, 2.10 và 2.11

OH- + CO2 → HCO3- (2.14) Khi đó các phản ứng đồng hoá và dị hoá nitơ là như sau:

o Dị hóa nitơ :

Khử NO3- thành NO2- : 3NO3- + CH3OH → 3NO2- + H2O + H2CO3 (2.15) Khử NO2- thành N2 :2NO2- + CH3OH + H2CO3 → N2 + 2HCO3- +2H20 (2.16)

Khử NO3- thành N2 : 6NO3-+5CH3OH+H2CO3 → 3N2+8H2O + 6HCO3- (2.17)

Trường hợp có mặt oxi vi khuẩn sẽ ưu tiên sử dụng oxi làm chất nhận điện tử, phản ứng xảy ra :

O2 + 0,93 CH3OH + 0,056 NO3- →

0,056 C5H7NO2+1,04H2O+ 0,59 H2CO3 + 0,056 HCO3- (2.21) Theo lý thuyết lượng metanol cần thiết để khử NO3- trong trườnghợp không kể đến tổng hợp tế bào là 1,9 mg CH3OH/mg NO3- Nếu kể cả tổng hợp tế bào, lượng metanol cần thiết tăng lên là 2,47 mg CH3OH/mg NO3-

 Ảnh hưởng của các yếu tố môi trường tới quá trình phản nitrat :

o Ảnh hưởng của DO : Quá trình phản nitrat hoá xảy ra khi NO3- được vi sinh vật sử dụng làm chất nhận điện tử trong phản ứng oxi hoá chất hữu cơ thu năng lượng Nếu trong môi truờng có oxi, vi sinh vật sẽ ưu tiên sử dụng oxi làm chất nhận điện tử, khi đó quá trình phản nitrat bị cản trở Nhiều nghiên cứu đã chỉ ra rằng nồng độ oxi hoà tan là 12 mg/l không ảnh hưởng tới quá trình phản nitrat trong hệ thống lọc sinh học nhưng trong hệ thống bùn hoạt tính thì nồng độ oxi hoà tan nên nhỏ hơn 0,3 mg/l

o Ảnh hưởng của nhiệt độ: Quá trình phản nitat có thể xảy ra trong khoảng

535oC Nhiều loài vi khuẩn phản nitrat dễ thích nghi với sự thay đổi nhiệt độ

Do đó, điều quan trọng là xem xét sự khác nhau giữa ảnh hưởng của nhiệt độ trong thời gian dài và thời gian ngắn tới quá trình phản nitrat Tốc độ tăng

trưởng của vi sinh vật và tốc độ khử nitrat đều chịu ảnh hưởng tác động của nhiệt độ Cần phân biệt 2 dạng phản ứng đối với nhiệt độ trong quá trình phản nitrat Dạng phản ứng thứ nhất là phản ứng nhiệt độ tức thời, có thời gian phản ứng thường nhỏ hơn so với phản ứng nhiệt độ lâu dài Phản ứng nhiệt độ lâu dài là hỗn hợp của phản ứng tức thời và sự thích nghi của vi sinh vật

o Ảnh hưởng của nồng độ cacbon: Ảnh hưởng của nồng độ cacbon tới tốc độ phản nitrat được mô tả bằng phương trình động học Monod sử dụng metanol làm nguồn cung cấp cacbon, phương trình như sau :

M : nồng độ metanol , mg/l

KM: Hằng số bán tốc độ Giá trị của KMthường rất thấp, thường chấp nhận là : 0,1mg/l metanol

o Ảnh hưởng của pH : Phản nitrat không thể xảy ra khi pH thấp vì ở điều kiện đó

vi khuẩn phản nitrat không hoạt động Nhiều nghiên cứu khác nhau chỉ ra các giá trị pH tối ưu cho quá trình phản nitrat khác nhau, nhưng phần lớn nghiên cứu đều cho thấy rằng tốc độ phản nitrat có giá trị cao nhất trong khoảng 7,0

7,5 Tác động của pH tới quá trình phản nitrat cũng phụ thuộc vào thời gian tác động Trong quá trình kết hợp nitrat hoá - phản nitrat, pH thường ổn định do quá trình nitrat sinh ra axit nhưng được trung hoà bởi kiềm do quá trình phản nitrat hoá sinh ra

o Kim loại nặng và hợp chất hữu cơ: vi sinh vật khử nitrat thông thường ít chịu ảnh hưởng bởi chất độc hơn vi khuẩn nitrat hóa Và sự phục hồi sau khi bị sốc bởi chất độc của vi khuẩn khử nitrat cũng nhanh hơn so với vi khuẩn nitrat hóa

2.1.5 Quá trình anammox

Vào những thập niên 80-90 của thế kỷ 20, một số nghiên cứu ở Đức và Hà Lan

đã cho thấy rằng quá trình nitrat hoá và khử nitrat không phải là cơ chế duy nhất cho quá trình khử nitơ trong nước thải Đến năm 1995, Mulder và các cộng sự đã tìm ra một cơ chế khác của quá trình khử nitơ và gọi tên là anammox với chủng vi khuẩn chủ

d* 

max,



yếu của quá trình là Planctomycetables với 3 nhóm: Scalindua, Brocadia

anammoxidans và Kuenenia stuttgartiensis

Hình 2.2 Vi khuẩn anammox dưới kính hiển vi (x1000)

Cơ chế của quá trình là phản ứng oxy hóa kị khí amoni, trong đó amoni bị oxi hóa bởi nitrit để tạo thành nitơ tự do, không cần cung cấp chất hữu cơ cho quá trình phân hủy sinh học này

Quá trình khử nitơ trong nước thải bằng hệ vi khuẩn anammox có thể biểu diễn như hình 2.3

Hình 2.3 Quá trình khử nitơ truyền thống và quá trình anammox

Phản ứng có thể biễu diễn như sau:

NH4+ + NO2- N2 + 2H2O (2.23)

NH4+ + 1,32NO2- + 0,066HCO3- 

1,02N2 + 0,26NO3- + 0,066CH2O0,5N0,15 +2,03H2O (2.24)

 Đặt điểm của vi khuẩn anammox

o Vi khuẩn anammox có màu nâu đỏ

o Thời gian nhân đôi khoảng 10,6 ngày

o Tốc độ tiêu thụ nitơ khá cao, đạt 0,82gN/gVSS.ngày

o Hoạt tính của anammox bị ảnh hưởng khi tiếp xúc với ánh nắng mặt trời, giảm từ 30 – 50% hoạt tính

o Vi khuẩn anammox có thể hoạt động trong khoảng nhiệt độ từ 20oC đến

43oC, nhiệt độ tối ưu là 40oC

o pH của vi khuẩn anammox ở khoảng 6,4 – 8,3, pH tối ưu là 8

o Anammox là vi khuẩn kị khí, vì vậy trong môi trường có nồng độ oxi hóa tan lớn hơn 0,5% thì hoạt tính của anammox bị ức chế

o Vi khuẩn anammox là nhóm vi khuẩn tự dưỡng, chúng không dùng nguồn cacbon hữu cơ (COD) để phát triển

o Tỉ lệ NH4-N/NO2-N và nồng độ của NO2-N cũng ảnh hưởng đến quá trình anammox Tỉ lệ NH4-N/NO2-N phải là 1/1,32 theo lý thuyết Tuy nhiên, theo thí nghiệm của Van Hulle và cộng sự (2003) cho thấy tỉ lệ này có thể thay đổi từ 0,5 – 1,5 Theo Strous và cộng sự (1999), thì quá trình anammox không thể hoạt động khi nồng độ NO2-N lớn hơn 100mg/l

o Vi khuẩn anammox bị ức chế khi nồng độ NO2-N vượt quá 70 mg/lit trong vài ngày (theo van Dongen et al, 2001) Theo báo cáo của Fux et

al (2004) hoạt tính của anammox bị ức chế nghiêm trọng khi nồng độ nitrit đạt 30 – 50 mg NO2-N /lit trong 6 ngày

Quá trình anammox được xem như là một quá trình “đáng giá” cho việc ứng dụng công nghệ xử lý sinh học để xử lý nitơ trong nước thải, đặc biệt là nitơ có nồng

độ cao với hàm lượng BOD thấp Công nghệ anammox có các ưu điểm nổi bật so với công nghệ nitrat hóa/khử nitrat là:

o Tiết kiệm năng lượng cung cấp oxi

o Giảm đáng kể lượng bùn sinh ra cần xử lý

o Không phải cung cấp lượng cacbon hữu cơ như quá trình khử nitrat

o Quá trình không sinh ra CO2 mà còn tiêu thụ CO2

o Khả năng xử lý được nước thải có hàm lượng nitơ cao

o Không tạo ra sản phẩm trung gian là N2O (một khí tạo hiệu ứng nhà kính mạnh)

Tuy nhiên quá trình anammox cũng có những nhược điểm là hệ vi khuẩn này sinh trưởng chậm nên rất khó làm giàu, nuôi cấy, khởi động hệ thống

2.2 Tác hại của nitơ

2.2.1 Tác hại đối với con người

Trong các dạng tồn tại của nitơ thì dạng nitrit và nitrat là chất độc, ảnh hưởng rất lớn đến sức khỏe con người cũng như môi trường Nitrat tạo ra chứng thiếu vitamin

và có thể kết hợp với các amin để tạo thành nitrosamin là nguyên nhân gây ung thư ở người cao tuổi Trẻ sơ sinh đặc biệt nhạy cảm với nitrat Nitrit còn nguy hiểm hơn nitrat, khi tác dụng với các amin hay alkyl cacbonat trong cơ thể, chúng có thể tạo thành các hợp chất chứa nitơ gây ung thư Trong cơ thể nitrit có thể oxi hóa sắt II ngăn cản quá trình hình thành Hb, làm giảm lượng oxi trong máu, từ đó gây ngạt, buồn nôn, khi nồng độ cao sẽ dẫn đến tử vong

2.2.2 Tác hại nitơ đối với môi trường

Sự có mặt của nitơ trong nước thải có thể gây ra nhiều ảnh hưởng xấu đến hệ sinh thái Khi nước thải chứa nhiều amoniac có thể gây độc cho cá và hệ động vật thủy sinh trong nước Nitơ trong nước thải cao, chảy vào sông, hồ làm tăng hàm lượng chất dinh dưỡng, gây ra sự phát triển mạnh mẽ của các loại thực vật phù du như rêu, tảo Sự phát triển nhanh chóng của tảo sẽ làm mất cân bằng sinh thái tại khu vực, phá vỡ chuỗi thức ăn, giảm chất lượng nước, phá hoại môi trường thủy vực, sự phân hủy tảo chết đi

sẽ sinh ra nhiều chất độc như NH4+, H2S, CO2, CH4… tiêu diệt nhiều loài sinh vật trong nước Hiện tượng đó gọi là phú dưỡng nguồn nước

2.3 Nguồn gốc phát sinh nitơ

Nitơ được phát sinh chủ yếu trong các loại nước thải như: nước thải sinh hoạt, nước thải công nghiệp, nước thải từ chăn nuôi, nước thải rỉ rác, nước từ quá trình xử lý

bùn Mỗi loại nước thải có chứa hàm lượng amoni khác nhau Và trong mỗi loại nước thải có sự dạo động khá lớn của nó, tùy thuộc vào điều kiện tự nhiên, kinh tế, xã hội… Nồng độ trong nước rỉ rác dao động từ 500 – 3000 mg/l, sản xuất tinh bột từ 800 – 1100mg/l, nước thải đô thị khoảng 100mg/l, nước thải chăn nuôi heo từ 115 – 175 mg/l, phân hủy bùn từ 100 – 2000mg/l, nước thải lên men từ 180 – 450 mg/l, sản xuất phân bón và các sản phẩn nông nghiệp khác từ 500 – 1000mg/l.[24]

Nguồn nước thải từ sinh hoạt gồm: nước vệ sinh, tắm, giặt, nước rửa rau, thịt,

cá, nước từ bể phốt, từ khách sạn, nhà hàng, các dịch vụ công cộng như thương mại, bến tàu xe, bệnh viện, trường học, khu du lịch, vui chơi, giải trí Chúng thường được thu gom vào các kênh dẫn thải Hợp chất nitơ trong nước thải bao gồm amoniac, protein, peptit, axit amin cũng như các thành phần khác trong chất thải rắn và lỏng Trong nước thải sinh hoạt, nồng độ nitơ không cao so với một vài loại nước thải khác Trong nước thải sinh hoạt nitơ tồn tại dưới dạng vô cơ (65%) và hữu cơ (35%) Nguồn nitơ chủ yếu là từ nước tiểu Mỗi người trong một ngày xả vào hệ thống thoát nước 1,2 lít nước tiểu, tương đương với 12g nitơ tổng số Trong số đó nitơ trong urê (-CO(NH3)2) là 0,7g, còn lại là nitơ ở dạng khác Bảng 2.1 thể hiện hàm lượng nitơ trong nước thải sinh hoạt

Bảng 2.1 Thành phần nước thải sinh hoạt [2]

da… Chế biến thực phẩm thải một lượng đáng kể hợp chất chứa nitơ liên quan đến loại thực phẩm chứa nhiều đạm: chế biến thủy hải sản, giết mổ và sản xuất thức ăn từ các loại thịt, sữa, đậu, nấm… Nước thải từ khâu giết mổ chứa một lượng máu, mỡ, phân cùng các mảnh thịt vụn, nước thải từ khâu giết mổ được thu gom cùng với nước

vệ sinh dụng cụ Quá trình sản xuất một số loại hóa chất, phân bón, sợi tổng hợp thải

ra lượng khá lớn hợp chất hữu cơ chứa nitơ, các hợp chất này dễ bị thủy phân trong môi trường và tạo ra amoniac Nồng độ hợp chất nitơ trong nước thải công nghiệp cũng biến động rất mạnh, không chỉ trong mùa vụ mà cả trong từng ngày, nhất là đối với các cơ sở chế biến thực phẩm sản xuất đồng thời nhiều loại sản phẩm Bảng 2.2 cho thấy hàng lượng nitơ trong từng loại nước thải khác nhau

Bảng 2.2 Nồng độ đặc trưng ô nhiễm nitơ tổng thường tìm thấy trong một số loại

nước thải công nghiệp[2]

- Chế biến thịt 76

- Chế biến + Cá da trơn + Cua

+ Tôm + Cá

+ NO3 —N

1270

550 Nước thải chăn nuôi heo là một trong những loại nước thải gây ô nhiễm môi trường nghiêm trọng Đây là nguồn nước thải không an toàn vì chứa hàm lượng lớn các chất ô nhiễm như hữu cơ, các hợp chất nitơ, lưu huỳnh, trứng giun sán… Thành

phần nước thải chăn nuơi heo giao động khá lớn, tùy thuộc vào điều kiện chăm sĩc và

vệ sinh của mỗi cơ sở chăn nuơi, nhưng thường thì nước thải chăn nuôi heo có hàm lượng chất hữu cơ khá cao: SS:180 – 1248 mg/l; COD: 500 – 3000; BOD: 300 –

2100 mg/l; NH4 : 15- 865mg/l; Escherichia Coli: 15.105 – 68,3.107 MPN/ 100ml;

Steptococcus Faecalis 3.102 – 3,5.103 MPN/ 100ml; Clostridium Perfringens: 50 –

160 tế bào/ 100ml Nhìn chung, nước thải từ trang trại chăn nuơi heo chứa hạm lượng nitơ khá cao Mặc dù nước thải chăn nuơi heo gây ơ nhiễm mơi trường rất lớn nhưng hầu hết các cơ sở chăn nuơi nhỏ hiện nay đều chưa cĩ hệ thống xử lý thích hợp

và hoạt động chưa hiệu quả Nguyên nhân của việc trên là do ý thức của các quản lý ở các xí nghiệp chăn nuơi chưa coi trọng vấn đề xử lý nước thải chăn nuơi heo Vì vậy, cần cĩ một chế tài phù hợp nhằm bảo đảm nước thải chăn nuơi heo được xử lý trước khi thải vào nguồn tiếp nhận

Nước rỉ rác cũng là nguồn phát sinh nước ơ nhiễm chứa nitơ khá cao Thành phần hữu cơ chứa nitơ trong rác chủ yếu là protein và một lượng nhỏ hơn các hợp chất axit nucleic, chitin, urê, các sản phẩm phân hủy từ thức ăn, xác động vật Trong quá trình phân hủy yếm khí, protein và các hợp chất chứa nitơ bị thủy phân bởi enzym do

vi sinh yếm khí và một phần hiếu khí tạo ra axit amin và tiếp tục thành amoni và cacbon dioxit cùng với axit dễ bay hơi Một lượng khơng lớn axit amin, amoni được vi sinh vật sử dụng để cấu tạo tế bào, lượng cịn dư tồn tại trong nước rác Tùy vào tuổi của nước rỉ rác mà thành phần nước rỉ rác cĩ khác nhau Nước rỉ rác củ cĩ hàm lượng COD rất thấp và nitơ khá cao, bởi vì, theo thời gian, COD trong nước rỉ rác được vi sinh vật phân hủy hết, đồng thời, vi sinh vật cũng phân hủy các protein, thành axit amin, rồi axit amin thành NH4+, NH4+ trong nước rỉ rác tăng lên theo thời gian Hợp chất nitơ trong các hồ gồm cĩ: chất hữu cơ chứa nitơ, amoni, nitrit, nitrat dạng tan trong nước và trong cấu trúc tế bào của vi sinh vật và tảo Trong hồ yếm khí, hợp chất nitơ tồn tại chủ yếu ở dạng amoni, một phần nằm trong tế bào của vi sinh vật yếm khí

Do khơng tách được sinh khối ra khỏi nước nên khi phân hủy, amoni được “trả lại” hầu như trọn vẹn trong mơi trường nước

2.4 Các công nghệ xử lý nitơ

Nitơ trong nước thải có thể xử lý bằng các phương pháp sau: phương pháp vật

lý, hóa học, và sinh học Trong giới hạn luận văn chỉ đi sâu vào phương pháp sinh học Công nghệ xử lý nitơ bằng phương pháp sinh học có thể chia thành các nhóm sau:

- Nhóm công nghệ truyền thống dựa vào quá trình nitrat hóa – khử nitrat,

- Quá trình nitrit hóa – khử nitrit

- Nhóm công nghệ dựa trên quá trình anammox

2.4.1 Công nghệ xử lý truyền thống

Đây là công nghệ dựa trên quá trình nitrat hóa và khử nitrat Hệ thống xử lý nitơ truyền thông dựa trên 2 giai đoạn nitrat hóa và khử nitrat Giai đoạn nitrat hóa, amoni trong nước thải được oxi hóa thành nitrat thông qua 2 bước: nitrit hóa (nitritation) và oxi hóa nitrit thành nitrat (nitratation) Giai đoạn này xảy ra trong điều kiện hiếu khí Cơ chế của quá trình đã được trình bày ở phần 2.1.3 Phản ứng tổng thể của giai đoạn này được mô tả như sau:

𝑁𝐻4++ 1,83 𝑂2+ 1,98𝐻𝐶𝑂3− → 0,021 𝐶5𝐻7𝑁𝑂2+ 0,98𝑁𝑂3−+ 1,041𝐻2𝑂 +

1,88𝐻2𝐶𝑂3(2.25)

Vi sinh vật đóng vai trò trong quá trình chuyển hóa NH4+ thành nitrit được gọi

là AOB (Ammonium Oxidizing Bacteria), các vi khuẩn này chủ yêu là các vi khuẩn

thuộc chi Nitrosomonas và một số chi tương tự như Nitrosococcus, Nitrosospia,

Nitrosolobus, Nitrosovibrio Đây là những vi khuẩn tự dưỡng, chúng tự tổng hợp chất

hữu cơ từ nguồn cacbon vô cơ

Vi sinh vật đóng vai trò trong quá trình chuyển hóa nitrit thành nitrat được gọi

là NOB (nitrite Oxidizing Bacteria), chúng chủ yếu là những vi khuẩn thuộc chi

Nitrobacter, và một số chi khác như Nitrospina, Nitrococcus, và Ntrospira Đây là

cũng là những vi khuẩn tự dưỡng, chúng cần nguồn cacbon vô cơ để tổng hợp nên tế bào

Giữa các vi khuẩn AOB và NOB có sự khác biệt trong điều kiện sinh trưởng và phát triển, vì vậy, ta có thể chọn lọc, tạo điều kiện cho một loại phát triển ưu thế hơn

Ví dụ như ở nhiệt độ thấp thì tốc độ sinh trưởng của AOB nhỏ hơn NOB, ở nhiệt độ

cao (trên 25oC), AOB có ái lực oxi thấp hơn NOB (0,63 mg O2/l so với 1,32 mg O2/l) nên ở điều kiện hạn chế oxi thì AOB sẽ chiếm ưu thế

Giai đoạn khử nitrat, đây là giai đoạn mà nitrat bị khử về nitrit rồi thành khí nitơ Giai đoạn này xảy ra trong điều kiện kị khí Những vi sinh vật tham gia vào quá

trình này là Pseudomonas, Achromobacter, Aerobacter, Bacillus,… đây là những vi

khuẩn dị dưỡng, vì vậy chúng cần chất hữu cơ để xây dựng tế bào Các chất hữu cơ thường sử dụng là methanol, ethanol Acetate, glucose… Hay chính các chất hữu cơ trong nước thải Ở điều kiện kị khí, nitrat và nitrit là chất nhận điện tử thay vì oxi trong điều kiện hiếu khí Cơ chế của giai đoạn khử nitrat đã được trình bày ở phần 2.1.4

Phản ứng tổng thể cho giai đoạn khử nitrat có tính đến sự đồng hóa nitơ cho sự sinh trưởng và phát triển của tế bào được mô tả như sau:

𝑁𝑂3−+ 1,08𝐶𝐻3𝑂𝐻 + 𝐻+

→ 0,065𝐶5𝐻7𝑁𝑂2+ 0,47𝑁2+ 0,76𝐶𝑂2+ 2,44 𝐻2𝑂 (2.26) Mặc dù phát triển từ lâu và hiện vẫn đang còn ứng dụng rộng rải Tuy nhiên, hệ thống nitrat hóa – khử nitrat bộc lộ nhiều hạn chế như cần bổ sung nguồn cacbon cho quá trình xử lý Vì vậy, rất khó khi áp dụng xử lý nước thải có hàm lượng nitơ cao mà cacbon thấp như nước rỉ rác, nước từ bể phân bủy bùn, bể biogas…

Trong nhiều năm qua, đã có những nghiên cứu nhằm cải tiến kỹ thuật nitrat hóa – khử nitrat, chủ yếu là làm tăng hiệu quả xử lý ở các giai đoạn, hạn chế sử dụng nguồn cacbon bên ngoài mà tận dụng nguồn cacbon trong nước thải Tuy nhiên về cơ bản, nó vẫn là sự kết hợp của 2 quá trình hiếu khí và thiếu khí dựa vào 2 nhóm vi khuẩn tự dưỡng và dị dưỡng

2.4.2 Công nghệ Sharon

SHARON (viết tắt của Single reactor system for High-rate Ammonium Removal Over nitrite) là hệ thống được phát triển để xử lý nitơ trong nước loại ra khi

ép bùn, kết hợp nitrit hoá và khử nitrit Dựa vào đặc điểm là ở nhiệt độ cao (trên

25oC), các vi khuẩn oxy hoá amoni (AOB) sẽ sinh trưởng nhanh hơn các vi khuẩn oxy hoá nitrit (NOB), nguyên tắc của hệ thống này là chọn thời gian lưu thuỷ lực (HRT) đủ ngắn và vận hành ở nhiệt độ cao để cho NOB bị rửa trôi khỏi bể phản ứng và quá trình

oxy hoá amoni chỉ dừng ở nitrit Sau đó, nitrit được vi khuẩn thiếu khí dị dưỡng sử dụng như là một chất nhận điện tử để sinh trưởng và phát triển, từ đó giải phóng nitơ phân tử Metanol được dùng làm nguồn cacbon cho khử nitrit Mô hình SHARON được trình bày ở hình 2.4

Hình 2.4 Mô hình xử lý nitơ bằng SHARON

Bể phản ứng SHARON là một dạng bể đều nhiệt khuấy trộn đều, vận hành ở nhiệt độ 30-40oC; pH từ 7,0 đến 8,0 và HRT 1,5 ngày Bể được vận hành theo các chu

kỳ 2 giờ - gồm 80 phút hiếu khí (nitrit hoá) và 40 phút kỵ khí (khử nitrit)

2.4.3 Công nghệ dựa trên quá trình anammox

Từ những năm 1995, phản ứng chuyển hóa hợp chất nitơ mới cả về lý thuyết và thực nghiệm đã được phát hiện trong nước thải Đó là phản ứng oxy hóa amoni trong điều kiện kị khí (Anaerobic Ammonium Oxidation – ANAMMOX) để tạo thành nitơ phân tử mà không cần cung cấp chất hữu cơ, chất dinh dưỡng Bản chất của quá trình

là amoni được oxy hóa trong điều kiện kỵ khí mà nitrit là chất đóng vài trò nhận điện

tử để tạo thành nitơ phân tử Đây là quá trình oxy hóa amoni bởi nitrit xảy ra trong điều kiện không có oxy theo tỷ lệ giữa amoni và nitrit gần bằng 1:1, cơ chế sinh hóa dựa vào sự cân bằng sinh khối trong quá trình làm giàu anammox được thiêt lập cụ thể sau:

𝑁𝐻4++ 1,32 𝑁𝑂2−+ 0,066 𝐻𝐶𝑂3−+ 0,13𝐻+

= 1,02 𝑁2+ 0,26𝑁𝑂3−+ 0,066𝐶𝐻2𝑂0,5𝑁0,15+ 2,03𝐻2𝑂 (2.27)

Trong đó quá trình khử amoni trong điều kiện kỵ khí xảy ra trong điều kiện tự dưỡng mà NO2- đóng vài trò không thể thiếu trong quá trình thực hiện sự chuyển hóa chất dinh dưỡng Đây là một chu trình sinh học của nitơ, nó cùng với quá trình nitrat hóa, khử nitrat và cố định nitơ, tạo nên một chu kì khép kín của nitơ

Cho đến nay đã phát hiện được 3 nhóm vi khuẩn anammox, cụ thể là Brocadia,

Kuenenia và Scalindua Về mặt phân loại, các vi khuẩn anammox này là những phân

thanh viên mới của nghành Planctomycetes, bộ Planctoycetales Mặc dù về nguyên

tắc, vi khuẩn anammox tồn tại trong môi trường tự nhiên của các hệ xử lý nước thải có nồng độ ammonium cao, nhưng việc làm giàu, nuôi cấy khó khăn do sinh trưởng chậm, do đó, việc làm giàu sinh khối là rất cần thiết đối với các hệ xử lý chuyên biệt

Cơ chế của quá trình anammox cũng như đặc điểm của vi khuẩn anammox đã được trình bày ở 2.1.5

Nhìn chung, công nghệ này có thể chia thành 3 nhóm:

- Nhóm sử dụng 2 bể phản ứng cho 2 quá trình nitrit hóa và anammox trong 2 bể phản ứng

- Nhóm sử dụng 1 bể phản ứng cho 2 quá trình này

- Kết hợp giữa quá trình khử nitrat và anammox

2.4.3.1 Công nghệ Sharon – Anammox

Sharon được viết tắt từ cụm từ “single Reactor system for High Activity Ammonia Removal Over Nitrte” Sharon – Anammox là sự lai hợp giữa 2 quá trình xử

lý ammonium bằng Sharon và 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 nitrit là 1:1, tùy thuộc vào tỷ lệ giữa tổng amoni và tổng cabon vô cơ trong dòng vào của bể phản ứng sharon (Van Hulle, 2003) Dòng ra của bể phản ứng sharon tiếp theo được chuyển đến bể phản ứng anammox, tại đây những thành phần còn lại của Amoni trong nước thải sẽ bị oxy hóa thiếu khí với chất nhận electron là NO2- (Jetten, 1999) và sản phẩm là N2 tự do Mô hình của bể phản ứng Sharon – Anammox được trình bày ở hình 2.5

Hình 2.5 Mô hình Sharon - Anammox

2.4.3.2 Quá trình nitrit hóa bán phần và anammox trong 1 bể phản ứng

Quá trình này có nhiều tên gọi khác nhau như deammonification, CANON (completely Autotrophic Nitrgen removal Over nitrite), SNAP (Single – stage Nitrogen removal using the anammox and Partail nitritation), OLAND (the Oxygen Limited Auntotrophic nitritfication Denitrification),… Nhưng bản chất của chúng vẫn

là ứng dụng nitrit hóa bán phần và anammox trong một bể phản ứng để xử lý nitơ Để tránh nhầm lẩn, công nghệ ứng dụng quá trình này sẽ được gọi tên chung là Deammonification

Deammonification dựa trên sự cân đối của sự tồn tại và hợp tác của vi khuẩn AOB và anammox trong một bể phản ứng Nó có thể được thực hiện dưới điều kiện oxi hạn chế để tránh sự ức chế của vi khuẩn anammox và đồng thời lượng oxi đủ để tạo điều kiện cho AOB phát triển tốt nhất Những hệ thống có thể đáp ứng được quá trình này thường là các loại bể phản ứng có sử dụng giá thể, bể phản ứng hoạt động theo mẽ, bùn hạt…[33]

Với quá trình này, trong bể phản ứng, một phần NH4+ sẽ bị vi khuẩn AOB oxi hóa và chuyển thành nitrit Sau đó, nitrit cùng với NH4+ được chuyển hóa thành khí nitơ nhờ vi khuẩn anammox Trong trường hợp này, nitrit sẽ là chất nhận điện tử cho quá trình oxi hóa NH4+ Trong bể phản ứng, cả quá trình nitrit hóa bán phần và quá trình anammox được diễn ra lần lượt

Giai đoạn đầu, tạo điều kiện cho quá trình nitrit hóa bán phần xảy ra

1,3 NH4+ + 1,95 O2  2,6 H+ + 1,3 NO2- + 1,3 H2O (2.28) Giai đoạn sau, tạo các yếu tố thích hợp cho vi khuẩn anammox phát triển để

khử amoni và nitrit thành khí nitơ

1 NH4+ + 1,32 NO2- 1,02 N2 + 0,26 NO3- + 2 H2O (2.29) Tổng hai phương trình phản ứng được thể hiện qua phương trình 2.30

1 𝑁𝐻4++ 0,85 𝑂2 = 0,435 𝑁2+ 0,13𝑁𝑂3−+ 1,4𝐻++ 1,43𝐻2𝑂 (2.30)

Như vậy, quá trình tạo ra H+ (hay tiêu thụ kiềm), vì vậy, quá trình này rất phù hợp cho xử lý nước thải có đủ lượng kiềm để chịu được khả năng giảm pH và cung cấp đủ kiềm cho toàn bộ quá trình Những nước thải đáp ứng được yêu cầu này thường

là nước thải được tách ra từ quá trình phân hủy bùn kị khí như nước rỉ rác lâu năm, nước sau bể biogas…

Việc có mặt hoặc có hoạt tính của vi khuẩn NOB trong bể phản ứng cần phải được ngăn chặn nhằm tránh sự oxi hóa nitrit thành nitrat nhằm đạt đến hiệu quả cao nhất của mô hình Để ức chế vi khuẩn NOB và tạo điều kiện cho AOB phát triển, người ta có thể dựa vào những đặt điểm phát triển khác nhau của 2 nhóm vi khuẩn này như nồng độ oxi hòa tan, nhiệt độ, pH, amonia tự do (FA), thời gian lưu bùn… Nồng

độ oxi tối ưu trong các loại bể phản ứng có thể khác nhau với từng loại, phụ thuộc vào hình dạng của bể phản ứng, độ dày của màng sinh học, thành phần của chất thải, nhiệt độ…

Bể phản ứng đầu tiền được áp dụng từ quá trình này được thực hiện vào tháng 4 năm 2001 ở Đức, với một bể phản ứng lớn có dung tích 104 m3 và 2 bể phản ứng nhỏ hơn có dung tích 67 m3, bể phản ứng sử dụng giá thể sinh học lơ lửng (tổng diện tích

bề mặt giá thể đạt 47200 m2), tải lượng 340kgNH4-N/ngày, hiệu quả của mô hình đạt

70 – 80% với tốc độ loại bỏ 400gN/m3.ngày, trong mô hình này người ta đã giữ nồng

độ oxi dưới 1 mg/lit Ngoài ra, hiện nay còn có các bể phản ứng khác áp dụng quá trình này để xử lý nước thải sai phân hủy kị khí bùn như:

- Mô hình ở Stass, Úc, mô hình xử lý tương đương với nước thải của 200.000 dân (với tải 340 kg NH4-N/ngày) bằng bể phản ứng gián đoạn (SBR) với dung tích

500 m3, hiểu quả loại bỏ N-NH4+ là 90% và TN là 86%

- Mô hình ở Glarnerland – Zurich, Thủy Sỹ với bể phản ứng gián đoạn (SBR) có dung tích 400 m3 xử lý trên 635 kgN/ngày (tốc độ loại bỏ khoảng 500 gN/m3.ngày) ứng với hiệu quả xử lý trên 90%

- Mô hình ở Rotterdam Dokhanven, Hà Lan với bể phản ứng nhỏ gọn, xử lý tương đương nước thải của 620.000 dân, dung tích chỉ 72m3, tải trọng 700 kgN/ngày, với hiệu quả xử lý đạt 95% NH4-N và 85% TN

- Mô hình ở Swede, công suất xử lý tương đương 278.000 dân, hoạt động từ tháng 4 năm 2007 với 2 bể phản ứng với thể tích 900 m3, mô hình hoạt động theo kiểu hiếu khí gián đoạn với 40 phút thổi khí (DO khoảng 3 – 4 mg/lít) và

20 phút yếm khí Hệ thống xử lý 600 kgN/ ngày

Bên cạnh đó, hiện nay cũng còn khá nhiều nghiên cứu ứng dụng quá trình này cho xử lý nước thải có hàm lượng nitơ cao Năm 2012, Xiaoyan Chang và cộng sự đã nghiên cứu ứng dụng để loại bỏ nitơ với hàm lượng khác nhau (200, 300, 400 mgN/l) trong điều kiện nhiệt độ môi trường (15 – 23oC), kết quả cho thấy, hệ thống CANON

có hiệu quả nitơ đạt 83,90% ở tải 1,26 KgN/m3.ngày.[33]

2.4.3.3 Quá trình Denamox

Quá trình này còn được gọi là DEAMOX (Denitrifying Ammonium OXidation) Là sự kết hợp quá trình khử nitrat (denitrification) và quá trình anammox Đây là quá trình hiện nay vẫn đang được nghiên cứu Quá trình này thích hợp xử lý nước thải có thành phần nitơ và cacbon hữu cơ cao, như là nước rỉ rác mới, nước thải

từ các hệ thống phân hủy chất thải động vật Gần đây, một nghiên cứu mới được gọi là SNAD (Simultaneous partial Nitrification Anammox and Denitrification) được phát triển dựa trên nguyên lý của quá trình Denammox

Năm, Jin-Gaw Lin và cộng sự đã nghiên cứu xử lý nước thải của nghành công nghiệp điện quang bằng mô hình SNAD Nước thải với các thông số đầu vào 100 mg COD/l, 567 mgNH4-N/l, nghiên cứu được thực hiện trong 8 tháng với 6 tải khác nhau (từ tải I với 160gN/m3.ngày đến tải VI với 230gN/m3.ngày), ở tải VI hiệu quả xử lý đạt 28gCOD/m3.ngày và 197gCOD/m3.ngày [5]

Bảng 2.3 So sánh một số công nghệ xử lý nitơ khác nhau [6]

truyền thông (nitrat hóa – khử nitrat)

Sharon (nitrit hóa- khử nitrit)

Nitrit hóa bán phần và

anammox trong 1

bể phản ứng

Nitrit hóa bán phần và

Hiếu khí/kị khí Oxy giới hạn

Yêu cầu oxi

AOB/vi khuẩn khử nitrit

(1)Nếu nitrit hóa bán phần xãy ra đến 60%, oxi yêu cầu là 2,06gO2/gN

(2)So sánh với công nghệ truyền thống (nitrat hóa – khử nitrat)

(3)Kiềm được tạo ra trong bước khử nitrit và khử nitrat bằng sinh vật dụ dưỡng

(4)Dựa trên methanol

2.5 Quá trình SNAP

SNAP là từ viết tắt cụm từ ”Single-stage Nitrogen removal using Anammox and Partial nitritation”, là sự kết hợp quá trình nitrit hoá bán phần và quá trình anammox trong một bể phản ứng duy nhất

Điểm khác biệt của SNAP so với các quá trình trên là sử dụng giá thể sinh học

cố định cho vi sinh vật bám dính và đồng thời tăng thời gian lưu của chúng Các giá thể trong mô hình SNAP có diện tích bề mặt lớn để vi khuẩn có môi trường sinh trưởng và phát triển Chúng sẽ tạo một lớp màng sinh học trên lớp vật liệu, trong đó các vi khuẩn oxy hóa amoni (AOB) phát triển ở lớp màng phía bên ngoài và vi khuẩn anammox ở lớp màng phía bên trong Ngoài ra, giá thể sinh học còn có tính linh hoạt cao, có cấu tạo từ những nguyên liệu có tính ưu nước để có khả năng lưu giữ một lượng lớn sinh khối của vi khuẩn lên trên bề mặt

 Những giá thể sử dụng cho mô hình

Vì quá trình SNAP là sự kết hợp giữa quá trình nitrit hóa bán phần và quá trình anammox, 2 quá trình này có yêu cầu về oxi khác nhau, vì vậy thường phải sử dụng giá thể để tạo các không gian cần thiết cho mỗi quá trình Hiện nay, các giá thể thường được sử dụng là : Biofix, Acrylic fiber, Non – Woven

BioFix Arcylic fiber Non-Woven

Hình 2.6 Một số giá thể sử dụng trong công nghệ SNAP

Nhìn chung các giá thể Biofix, Acrylic fiber, Non – Woven đều là những sợi tổng hợp, có tuổi thọ cao Tuy nhiên, giá thể Biofix có diện tích bề mặt lớn, tạo điều kiện cho vi sinh vật bám vào tốt hơn Biofix cũng như những sợi tổng hợp khác, có ưu

điểm về tới gian sử dụng cũng như diện tích bề mặt lớn hơn so với các sơi được lấy từ

tự nhiên (như sơ dừa) Tuy nhiên, giá thành của những sợi này sẽ đắt hơn, và phụ thuộc nhiều vào nhà sản xuất nước ngoài

Trong mô hình SNAP, giá thể có nhiệm vụ là vật liệu mang cho vi sinh vật, đồng thời cũng là nơi để tạo cả điều kiện hiếu khí và kị khí trong bể phản ứng Một phần Amoni được vi khuẩn AOB ở bên ngoài giá thể oxi hóa thành nitrit, sau đó nitrit

và Amoni khuếch tán vào bên trong của giá thể, ở đây anammox sẽ chuyển hóa 2 chất này thành khí N2 và một lượng nhỏ nitrat (hình 2.7)

Hình 2.7 Nguyên tắc loại bỏ nitơ trong mô nình SNAP

 Các yếu tố ảnh hưởng đến công nghệ SNAP:

o Nhiệt độ: nhiệt độ thường cao hơn 30oC, đây là nhiệt độ tối ưu có vi khuẩn anammox và AOB phát triển, đồng thời ở nhiệt độ này (>25oC) ái lực của AOB đối với oxi lớn hơn NOB

o pH tối ưu cho quá trình SNAP là 7,5 – 7,8 Ở pH này, thuận lợi cho vi khuẩn AOB và anammox phát triển

o DO: đây là yếu tố cần được quan tâm và giám sát, vì vi khuẩn anammox là vi khuẩn kị khí, bị ức chế hoàn toàn khi có mặt oxi Đồng thời oxi cao sẽ tạo điều kiện thuận lợi cho vi khuẩn nitrat hóa (NOB) phát triển DO trong một số nghiên cứu đạt được từ 0,5 – 2,5 mg/l

o Chỉ số FA (amoni tự do): vi khuẩn anammox có thể chịu được hàm lượng amoni tự do trong nước thải khá cao, nhưng vi khuẩn AOB bị ức chế ở nồng độ

10 – 150 mgN/l

o Ngoài ra, các yếu tố khác như : ion Cl-, kim loại nặng… cũng ảnh hưỡng đến quá trình trong công nghệ SNAP

 Một số nghiên cứu về SNAP trên thế giới và Việt Nam:

o Nghiên cứu của Furukawa và cộng sự (2005) về công nghệ SNAP sử dụng giá thể Biofix đạt hiệu quả xử lý cao với nguồn nước thải tổng hợp mô phỏng nước

rỉ rác Ở tải trọng 0,6 kgN/m3.ngày, hiệu suất loại tổng nitơ là 75-85% Kết quả tương tự đạt được với một bể phản ứng khác với tải trọng lên đến 1 kgN/m3.ngày cho hiệu suất loại nitơ là 80% 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).[12]

o Nghiên cứu của Yoshinobu Yamagiwa và cộng sự (2011) tại Đại học Kumamoto, Nhật bản về công nghệ SNAP sử dụng giá thể acrylic pile fabric với nước thải tổng hợp Với nồng độ amoni dòng vào từ 192 đến 3.821 mg/l, nghiên cứu đã đạt hiệu quả khử nitơ cao, tối đa là 2,05 kg-N/m3.ngày.[38]

o Nghiên cứu của Cho và cộng sự (2011) về 2 mô hình mà 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 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 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

kg-và được bao bên ngoài bởi lớp vi khuẩn AOB hiếu khí, trong khi đó với mô hình thứ hai vi khuẩn anammox và AOB trộn lẫn lộn vào nhau trên giá thể.[39]

o Nghiên cứu của Phạm Khắc Liệu và cộng sự (2011) 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 như 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.[3][4]