Luận văn tốt nghiệp: Nghiên cứu sự phản nitrate hóa đạm amôn trong nước ở điều kiện phòng thí nghiệm

TRƯỜNG ĐẠI HỌC CẦN THƠ KHOA MÔI TRƯỜNG VÀ TÀI NGUYÊN THIÊN NHIÊN ™™ & ˜˜ HỒ NGỌC HIỀN

LUẬN VĂN TỐT NGHIỆP ĐẠI HỌC

CHUYÊN NGÀNH KHOA HỌC MÔI TRƯỜNG

NGHIÊN CỨU SỰ PHẢN NITRATE HÓA

ĐẠM AMÔN TRONG NƯỚC Ở ĐIỀU KIỆN

PHÒNG THÍ NGHIỆM

Cán bộ hướng dẫn: LÊ ANH KHA

Cần Thơ, 12/2013

PHÊ DUYỆT CỦA HỘI ĐỒNG

Luận văn kèm theo đây, với tựa đề là “Nghiên cứu sự phản nitrate hoá đạm amôn trong nước ở điều kiện phòng thí nghiệm”, do Hồ Ngọc Hiền thực hiện và báo cáo đã được hội đồng chấm luận văn thông qua.

Cán bộ phản biện

ThS. Nguyễn Thị Như Ngọc

Cán bộ hướng dẫn

Cán bộ phản biện PGS. Nguyễn Văn Công ThS. Lê Anh Kha

LỜI CẢM ƠN

Luận văn tốt nghiệp là một thử thách đối với tôi vì nó đánh dấu một bước ngoặc trước khi tốt nghiệp. Sau một khoảng thời gian khá dài thực hiện đề tài luận văn của mình tôi đã nhận được sự giúp đỡ rất nhiều từ mọi người. Giờ đây, khi hoàn thành tôi xin được gởi lời cảm ơn chân thành đến quý thầy cô bộ môn Khoa học Môi Trường – Khoa Môi trường và Tài nguyên thiên nhiên đã truyền dạy vốn kiến thức quý báu, những kinh nghiệm thực tế để từ đó tạo cơ hội cho tôi thực tập tốt và thực hiện đề tài của mình.

Đặc biệt tôi xin gởi lời cảm ơn chân thành đến thầy Lê Anh Kha đã tận tình

giúp đỡ, chỉ dạy tôi trong quá trình thực hiện đề tài.

Tôi cũng chân thành cảm ơn các bạn lớp Khoa học Môi trường – K36 đã

giúp đỡ và bổ sung những kiến thức cho đề tài luận văn của tôi.

Trong quá trình hoàn thành luận văn mặc dù đã có nhiều cố gắng nhưng cũng không tránh khỏi những thiếu sót. Rất mong nhận được sự đóng góp ý kiến cũng như bổ sung của quý thầy cô để đề tài được hoàn thiện hơn.

Tôi xin chân thành cảm ơn!

Cần Thơ, ngày 25 tháng 12 năm 2013

Sinh viên thực hiện

Hồ Ngọc Hiền

TÓM LƯỢC

Hiện nay, có nhiều phương pháp xử lý nitơ gồm phương pháp hóa học, phương pháp hóa lý và phương pháp sinh học. Trong các phương pháp trên, việc áp dụng quá trình sinh học để xử lý nước thải có chứa hợp chất nitơ đang được chú ý và đẩy mạnh. Đây là phương pháp dùng vi sinh vật, chủ yếu là vi khuẩn để phân hủy các chất hữu cơ dễ phân hủy nhằm tạo ra các sản phẩm có lợi như cacbonic, nước và các chất vô cơ khác. Do vậy, đây là phương pháp tiết kiệm chi phí vận hành và thân thiện với môi trường. Từ nhiều công trình nghiên cứu cho thấy có nhiều phản ứng phức tạp xảy ra ở màng sinh học (biofilm). Đây là một nghiên cứu nhằm ứng dụng giai đoạn khử nitrate hóa xảy ra ở màng sinh học để loại bỏ nitơ trong nước thải tổng hợp. Một hệ thống xử lí dạng bể liên tục chứa đựng vật liệu tự chế là các khối bê tông có sự tham gia của màng sinh học (biofilm) được bố trí ở phòng thí nghiệm. Kết quả chỉ ra rằng, khi sử dụng các khối vật liệu không có lớp màng biofilm thì hệ thống xử lý nitrate không đạt hiệu quả. Nồng độ nitrate đầu vào và đầu ra ít dao động, nước thải đầu ra vẫn còn tồn tại dạng đạm amon. Khi hệ thống sử dụng các khối vật liệu có lớp màng biofilm và được cung cấp lượng cacbon từ bên ngoài thì hệ thống loại được hơn 98% đạm nitrate, nồng độ TN giảm hơn 76%, nước thải đầu ra không còn đạm nitrite và amon, đạt quy chuẩn kỹ thuật quốc gia QCVN 40: 2011/BTNMT.

MỤC LỤC

LỜI CẢM ƠN

TÓM LƯỢC ............................................................................................................ i

MỤC LỤC............................................................................................................... ii

CHƯƠNG 1: MỞ ĐẦU .................................................................................. 1

CHƯƠNG 2: LƯỢC KHẢO TÀI LIỆU ......................................................... 3

2.1 Đặc điểm nước thải nhà máy chế biến thuỷ sản .................................... 3

2.2 Sơ lược về các hợp chất nitơ trong nước ............................................... 7

2.3 Tác hại của nitơ trong nước thải ............................................................ 8

2.3.1 Tác hại của nitơ đối với sức khỏe cộng đồng .................................. 8

2.3.2 Tác hại của nitơ đối với môi trường ................................................ 8

2.3.3 Tác hại của nitơ đối với quá trình xử lý nước ................................. 9

2.4 Quá trình chuyển hóa các hợp chất nitơ................................................. 9

2.4.1 Quá trình amôn hoá ......................................................................... 9

2.4.2 Quá trình nitrate hoá ...................................................................... 10

2.4.3 Quá trình khử nitrate hoá ............................................................... 11

2.5 Các điều kiện để phản ứng loại nitrate xảy ra ...................................... 13

2.6 Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình khử nitrate .................................. 14

2.7 Sơ lược về hệ vi sinh vật trong nước ................................................... 15

2.8 Tác động của một số yếu tố lý hoá lên sinh trưởng và phát triển của vi sinh vật trong nước ................................................................................................ 18

2.8.1 Nhiệt độ ......................................................................................... 18

2.8.2 pH môi trường ............................................................................... 19

2.8.3 Ảnh hưởng của oxy đối với sinh vật kỵ khí .................................. 19

2.8.4 Ảnh hưởng của ánh sáng mặt trời .................................................. 20

2.8.5 Nhu cầu oxy hoá học (COD) ......................................................... 20

2.9 Sinh trưởng bám dính của màng sinh học (Biofilm) ........................... 20

2.10 Một số phương pháp xử lý nitơ trong nước thải ................................ 22

2.10.1 Phương pháp lý hóa ..................................................................... 22

2.10.2 Phương pháp trao đổi ion ............................................................ 23

2.10.3 Phương pháp sinh học ................................................................. 23

2.11 Các công trình nghiên cứu có liên quan ............................................. 27

CHƯƠNG 3: PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU .......................................... 29

3.1 Thời gian và địa điểm nghiên cứu........................................................ 29

3.2 Phương tiện nghiên cứu ....................................................................... 29

3.3 Phương pháp nghiên cứu ..................................................................... 29

3.3.1 Tạo vật liệu thí nghiệm .................................................................. 29

3.3.2 Phương pháp bố trí thí nghiệm ...................................................... 31

3.3.3 Phương pháp thu mẫu .................................................................... 33

3.3.4 Phương pháp phân tích mẫu .......................................................... 34

3.3.5 Phương pháp xử lý số liệu ............................................................. 34

CHƯƠNG 4: KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN ................................................ 35

4.1 Kết quả tạo màng biofilm cho vật liệu thí nghiệm .............................. 35

4.2 Kết quả thí nghiệm với dung dịch nước thải pha từ hóa chất có nồng độ tương đương với nước thải nhà máy chế biến thủy sản ........................................ 36

4.2.1 Nhiệt độ ......................................................................................... 36

4.2.2 pH .................................................................................................. 37

4.2.3 EC .................................................................................................. 39

4.2.4 DO .................................................................................................. 40

4.2.5 COD ............................................................................................... 42

4.2.6 Tổng đạm ....................................................................................... 44

4.2.7 Tổng lân ......................................................................................... 46

CHƯƠNG 5: KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ ................................................ 50

5.1 Kết luận ................................................................................................ 50

5.2 Kiến nghị .............................................................................................. 50

TÀI LIỆU THAM KHẢO

iii

PHỤ LỤC

DANH SÁCH BẢNG

Bảng 2.1: Đặc trưng thành phần nước thải của một số ngành công nghiệp (trước xử lý) ................................................................................................................3

Bảng 2.2: Thành phần các chất trong nước thải của nhà máy chế biến thủy sản ...............................................................................................................................4

Bảng 2.3: Thành phần nước thải công nghiệp của một số nhà máy chế biến thủy sản tiêu biểu ........................................................................................................5

Bảng 2.4: Giá trị nồng độ các chất ở đầu vào và đầu ra của hệ thống xử lý nước thải công nghiệp chế biến thủy hải sản An Giang .............................................6

Bảng 3.1: Tên và lượng hóa chất được đưa vào bể cấp ................................33

Bảng 3.2: Phương pháp phân tích từng chỉ tiêu ............................................34

DANH SÁCH HÌNH

Hình 2.1: Chuyển hóa các hợp chất nitơ trong xử lý sinh học ......................13

Hình 3.1: Sơ đồ bố trí thí nghiệm tổng quát ..................................................32

Hình 4.1: Khối bê tông không có màng biofilm ...........................................35

Hình 4.2: Khối bê tông sau khi tạo màng biofilm .........................................35

Hình 4.3: Sự biến động nhiệt độ (oC) giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất .............................................36

Hình 4.4: Sự biến động pH giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất ...............................................................37

Hình 4.5: Sự biến động độ dẫn điện (EC, µS/cm) giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất .....................39

Hình 4.6: Sự biến động oxy hòa tan (DO, mg/L) giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất ..............................41

Hình 4.7: Sự biến động của COD (mg/L) giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất ...................................43

Hình 4.8: Sự biến động nồng độ Photphorus (mg/L) giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất .....................44

Hình 4.9: Sự biến động nồng độ Nitrogen (mg/L) giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất .....................46

CHƯƠNG 1

MỞ ĐẦU

Hiện nay, nước ta không ngừng đẩy mạnh công nghiệp hóa hiện đại hóa nhằm thúc đẩy sự phát triển của nền kinh tế. Điều đó dẫn đến hàng loạt các khu công nghiệp mọc lên, nếu không có sự kiểm soát và quản lý chặt chẽ thì sự phát triển về kinh tế sẽ đánh đổi bằng sự phá hoại về môi trường và cuối cùng dẫn đến ô nhiễm môi trường. Vấn đề ô nhiễm do khu công nghiệp, đặc biệt ô nhiễm môi trường nước là vấn đề bức thiết cần có sự quan tâm chặt chẽ của cấp quản lý và ban ngành có liên quan. Nước thải từ các khu công nghiệp chứa hàm lượng đạm, lân, các chất hữu cơ độc hại khó phân hủy, các loại vi trùng gây bệnh,… rất cao, đặc biệt là các nhà máy chế biến thủy sản đều chưa được xử lý hoặc xử lý chưa triệt để trước khi đưa ra môi trường bên ngoài (Bùi Thị Nga, 2006). Trong đó, sự ô nhiễm nitrate là mối quan tâm từ trước đến nay, vì đây là nguồn dinh dưỡng tạo điều kiện thuận lợi cho hiện tượng phú dưỡng của các thủy vực, tảo phát triển mạnh, khi chết đi sẽ phóng thích các độc tố làm ảnh hưởng đến đời sống của thủy sinh vật, gây ra hiện tượng ô nhiễm các kênh rạch, và trong hệ tiêu - sẽ bị chuyển hóa thành nitrosamine là hợp chất gây ung thư hóa của con người NO3 (Lương Đức Phẩm, 2007) làm ảnh hưởng xấu đến sức khỏe cộng đồng.

Theo Lê Huy Bá và Lâm Minh Triết (2000), nước thải sau khi qua các giai đoạn xử lý của nhà máy chỉ làm giảm phần nào nguồn cacbon hữu cơ, còn lại chất dinh dưỡng đạm và lân. Sau khi xử lý sinh học, bình thường nước thải có thể giảm được 90 - 98% BOD, nhưng tổng nitơ chỉ giảm được 30 – 40% và khoảng 30% lượng photpho. Khi trong nước thải có hàm lượng N từ 30 – 60mg/l và hàm lượng P từ 4 – 8mg/l sẽ là môi trường quá giàu dinh dưỡng rất thích hợp cho rêu tảo và thực vật thuỷ sinh phát triển (Lương Đức Phẩm, 2007). Vì vậy việc áp dụng, lựa chọn các phương pháp hợp lý để xử lý nguồn nước thải là hết sức quan trọng.

Công nghệ xử lý nước thải ngày càng đi sâu vào áp dụng công nghệ sinh học và các biện pháp sinh học cũng đã chứng minh hiệu quả xử lý triệt để, hơn hẳn những biện pháp xử lý hóa lý khác. Phương pháp xử lý nước thải dùng hệ vi sinh vật bám dính có ưu điểm gọn nhẹ, đơn giản và tiết kiệm trong vận hành đã mở ra triển vọng ứng dụng rộng cho các công trình xử lý nước thải.

Hiện nay có nhiều công trình nghiên cứu loại bỏ dinh dưỡng đạm lân trong nước thải bằng biện pháp sinh học như: Sử dụng hạt đất nung và khối bê tông để loại bỏ đạm và lân trong nước (Lê Anh Kha, 2003), nghiên cứu tính đa dạng nhóm vi sinh vật nitrate hoá (Slil et al., 2007), nghiên cứu xử lý nước ngầm nhiễm amoni bằng phương pháp sinh học kết hợp nitrate hoá và khử nitrate với giá thể vi sinh là sợi Acrylic (Nguyễn Việt Anh và ctv, 2005) và thí nghiệm khử nitơ amôn trong

nước ngầm bằng công nghệ sinh học ứng dụng giá thể vi sinh dạng sợi Polyester (Lều Thọ Bách, 2009). Theo Trần Đức Hạ (2002) để loại dinh dưỡng đạm trong nước bằng biện pháp sinh học cần thiết phải có nitrate hoặc nitrite,… Chứng tỏ việc loại đạm, lân trong nước thải đang được quan tâm và đạt được nhiều kết quả.

Quá trình chuyển hoá nitơ là rất quan trọng trong xử lý nước thải, được xem là một cách loại thải amôn và nitrate thừa trong môi trường. Trong xử lý nước thải, sự loại thải hợp chất đạm có thể được thực hiện bởi sự kết hợp của quá trình nitrate hoá và quá trình khử nitrate. Thông qua quá trình phản nitrate hoá, nitrate được chuyển hoá thành N2O hoặc N2 bay vào khí quyển làm giảm hàm lượng đạm trong nước thải. Do vậy, đề tài “Nghiên cứu sự phản nitrate hoá đạm amôn trong nước ở điều kiện phòng thí nghiệm” được thực hiện.

Ø Mục tiêu nghiên cứu

Sử dụng vật liệu bám dính khảo sát sự phản nitrate hoá đạm amôn trong dung dịch pha từ hóa chất ở điều kiện phòng thí nghiệm để có thể ứng dụng vào thực tế xử lí nước thải sinh hoạt, nước thải của trại chăn nuôi, xí nghiệp giết mổ gia súc hay nước thải của xí nghiệp chế biến thuỷ hải sản trước khi thải vào sông rạch tự nhiên.

Ø Nội dung nghiên cứu

Tạo các khối bê tông có dạng khối lập phương từ những nguyên liệu dễ tìm

và rẻ tiền như cát, đá, xi măng.

Tạo lớp màng biofilm trên bề mặt vật liệu bám dính có nguồn gốc từ hệ vi

sinh vật có sẵn trong hệ thống nước thải nhà máy chế biến thủy sản.

Thực hiện thí nghiệm với nước thải tổng hợp có nồng độ tương đương với nồng độ nước thải sau giai đoạn nitrate hóa của nhà máy chế biến thủy sản dựa theo các tài liệu tham khảo.

Theo dõi sự phản nitrate hóa đạm amôn trong bể phản ứng để tính hiệu suất

xử lý của vật liệu.

CHƯƠNG 2

LƯỢC KHẢO TÀI LIỆU

2.1 Đặc điểm nước thải nhà máy chế biến thuỷ sản

Thành phần nước thải các khu công nghiệp phụ thuộc vào ngành nghề của

các cơ sở sản xuất trong khu công nghiệp.

Bảng 2.1: Đặc trưng thành phần nước thải của một số ngành công nghiệp (trước xử lý)

Thành phần nước thải của các khu công nghiệp chủ yếu bao gồm các chất lơ lửng (SS), chất hữu cơ (thể hiện qua hàm lượng BOD, COD), các chất dinh dưỡng (biểu diễn bằng hàm lượng tổng nitơ và tổng photpho) và kim loại nặng.

Ngành công nghiệp

Chất ô nhiễm chính

Chất ô nhiễm phụ

BOD, COD, pH, SS

Màu, tổng P, N

Chế biến đồ hộp, thủy sản, rau quả, đông lạnh

BOD, pH, SS, N, P

TDS, màu, độ đục

Chế biến nước uống có cồn, bia, rượu

Chế biến thịt

BOD, pH, SS, độ đục

+, P, màu

NH4

Sản xuất bột ngọt

Độ đục, NO3

-, PO4

Cơ khí

SS, Zn, Pb, Cd

BOD, SS, pH, NH4 COD, dầu mỡ, SS, CN-, Cr, Ni

Thuộc da

N, P, tổng Coliform

BOD5, COD, SS, Cr, NH4 dầu mỡ, phenol, sunfua

Dệt nhuộm

Màu, độ đục

SS, BOD, kim loại nặng, dầu mỡ

Phân hóa học

Màu, SS, dầu mỡ, N, P

pH, độ acid, F, kim loại nặng

Sản xuất phân hóa học

-, ure

pH, hợp chất hữu cơ

+, NO3

Sản xuất hóa chất hữu cơ, vô cơ

COD, phenol, F, Silicat, kim loại nặng

NH4 pH, tổng chất rắn, SS, Cl-, SO4

Sản xuất giấy

pH, độ đục, độ màu

SS, BOD, COD, phenol, lignin, tannin

(Nguồn: Quan trắc và kiểm soát ô nhiễm môi trường nước, Lê Trình, NXB KHKT, 1997)

Ngành chế biến thủy sản đã sử dụng một lượng nước rất lớn trong quá trình chế biến đồng thời cũng thải ra môi trường một lượng lớn nước thải cùng với các chất thải rắn (đầu, dè, mực, vây, vỏ tôm,…)

Lượng nước thải từ các công nghệ rất khác nhau, phụ thuộc vào lượng nước cấp, quy trình công nghệ, phương pháp chế biến, tình trạng máy móc. Lượng nước

thải từ các công ty dao động rất lớn, ở Việt Nam nước thải tính trên một tấn sản phẩm dao động từ 30 – 200m3.

Khối lượng và chế độ thải nước, thành phần và tính chất nước thải tuỳ thuộc vào nhiều yếu tố, trong đó chủ yếu là: nguyên liệu và các hoá chất sử dụng trong sản xuất; dây chuyền công nghệ sản xuất; chất lượng nước tiêu thụ cho các nhu cầu sản xuất; điều kiện địa phương (Trần Hiếu Nhuệ, 1999).

Thành phần chính của nước thải nhà máy chế biến thuỷ sản gồm có:

- Nước thải sản xuất là loại nước dùng để rửa thuỷ sản trong sản xuất. - Nước thải vệ sinh công nghiệp là loại nước dùng để vệ sinh tay, chân công nhân trước khi vào ca sản xuất, rửa dụng cụ chế biến, thiết bị, máy móc và sàn nhà phân xưởng mỗi ngày,…

- Nước thải sinh hoạt từ hoạt động sinh hoạt của cán bộ, công nhân viên trong

nhà máy.

Hiện nay, lượng nước thải sinh ra từ lĩnh vực chế biến thủy sản khá lớn, cụ thể như tổng lượng nước thải từ các Khu công nghiệp ở Đồng bằng sông Cửu Long là 13.700 m3/ngày, trong đó Cần Thơ chiếm 11.300 m3/ngày (Bộ Tài nguyên Môi Trường, 2009).

Bảng 2.2: Thành phần các chất trong nước thải của nhà máy chế biến thuỷ sản

Đơn vị tính: mg/l

Theo Viện Công nghệ Môi trường – Trung tâm KHTN&CN Quốc gia: Nước thải nhà máy chế biến thuỷ sản được đặc trưng bởi hàm lượng ô nhiễm chất hữu cơ và nitơ cao. Nồng độ BOD ≥ 1000mg/l và tổng nitơ ≥150mg/l. Tỉ lệ COD/BOD5 nằm trong khoảng 1.1 – 1.3, cho phép xử lý nước thải theo phương pháp sinh học đạt hiệu quả cao. Số liệu khảo sát tại một số nhà máy chế biến thuỷ sản tại Việt Nam về thành phần các chất ô nhiễm thể hiện ở bảng sau:

Thành phần

Hàm lượng

Chất rắn lơ lửng

800 – 2000

700 – 1500

COD

600 – 1300

BOD

100 – 350

Tổng nitơ

Photpho

30 – 70

Đặc điểm nước thải thủy sản là bị ô nhiễm bởi các chất hữu cơ, chất rắn lơ lửng, các chất dinh dưỡng và vi sinh vật gây bệnh. Các chất ô nhiễm này khi thải ra ngoài môi trường gây ô nhiễm lan tỏa tới môi trường đất, nước, không khí, ảnh hưởng tới kinh tế, cảnh quan và sức khỏe con người.

Bảng 2.3: Thành phần nước thải công nghiệp của một số nhà máy chế biến thủy sản (CBTS) tiêu biểu.

Nước thải chế biến thủy sản có hàm lượng COD dao động trong khoảng 1000÷1200 mg/L, hàm lượng BOD5 cũng khá lớn từ 400÷3800 mg/L, nồng độ chất rắn lơ lửng từ 125÷400 mg/L, trong nước còn chứa các vụn thủy sản và các vụn này thường dễ lắng, hàm lượng nitơ từ 57÷120 mg/L và photpho từ 13÷90 mg/L, tổng vi khuẩn hiếu khí từ 104 – 105 khuẩn lạc/100ml.

Thành phần hóa học Nhà máy CBTS Phương Nam (tỉnh Sóc Trăng)

Xí nghiệp đông lạnh TS 30-4 (Thị xã Vĩnh Long)

6.5 – 7.5

6.6 – 6.7

COD (mg/L)

1200

1780

800

1100

BOD5 (mg/L)

Tổng N

rắn

lơ

lửng

250

300

Chất (mg/L)

(Nguồn: Nguyễn Đức Lượng, 2003)

Nước thải nhà máy chế biến thủy sản chứa đầy đủ các chất dinh dưỡng thích

hợp cho công nghệ xử lý sinh học (Hồ Mỹ Loan, 2007).

Nồng độ các chất bẩn trong nước thải có thể đậm đặc hoặc loãng tùy thuộc

vào sản phẩm của từng quy trình sản xuất (Lê Hoàng Việt, 2005).

Theo nghiên cứu của Bùi Thị Nga (2008), cho thấy nước thải tại KCN Trà Nóc có hàm lượng chất rắn lơ lửng vượt QCVN từ 2-53 lần, chất hữu cơ vượt từ 5-6 lần, coliform vượt từ 2 – 48 lần (QCVN 08:2008/BTNMT); điều này đã làm gia tăng mức độ ô nhiễm môi trường trên các sông, rạch và ảnh hưởng nghiêm trọng đến quá trình nuôi trồng thủy sản, sinh hoạt của cộng đồng dân cư tại chổ và lân cận.

Tuy nhiên, nồng độ và thành phần các chất hữu cơ có trong nước thải thay đổi theo mùa thủy sản, theo mức nước sử dụng, có xu hướng giảm dần ở những lần rửa sau cùng. Cho nên, cũng khó đề xuất ra một quy trình xử lý phù hợp.

Trên thực tế thành phần chất thải bị ô nhiễm đạm không chỉ chứa nitrate mà có nhiều dạng khác nhau của nitơ. Thật vậy theo số liệu tháng 6 năm 2004 của nhóm sinh viên lớp môi trường K26 trong quyển “ Khảo sát hiện trạng môi trường xí nghiệp chế biến thuỷ hải sản An Giang (Agifish 7)” có giá trị các thông số ở đầu vào và đầu ra của hệ thống xử lí nước thải của xí nghiệp như sau:

Bảng 2.4: Giá trị, nồng độ các chất ở đầu vào và đầu ra của hệ thống xử lý nước thải của xí nghiệp chế biến thuỷ hải sản An Giang

Thông số

Đầu vào (mg/L)

Đầu ra (mg/L)

TCVN (Nước thải công nghiệp loại A)

28.5

30.3

Nhiệt độ (0C)

1.05

1.04

DO (mg/l)

2512

121.6

COD (mg/l)

18.1

5.85

- (mg/l)

N-NO3

49.8

32.8

TN (mg/l)

70.6

1.53

3- (mg/l)

PO4

137.6

28.6

TP (mg/l)

- và TN rất cao. Khi trong nước thải có hàm lượng N từ 30 – 60mg/l và hàm lượng P từ 4 – 8mg/l sẽ là môi trường quá giàu dinh dưỡng rất thích hợp cho rêu tảo và thực vật thuỷ sinh phát triển (Lương Đức Phẩm, 2007).

Qua bảng 2.4 cho thấy nước thải của xí nghiệp có nồng độ N-NO3

Nước thải còn chứa nhiều mảnh vụn thịt và ruột, đầu, vỏ,… và các thành phần hữu cơ cao khi thải trực tiếp vào thủy vực qua thời gian lâu dài sẽ làm cho thủy vực mất khả năng tự làm sạch dẫn đến thủy vực bị ô nhiễm hữu cơ. Nếu thủy vực chứa quá nhiều chất hữu cơ thì chất hữu cơ chủ yếu được phân hủy bởi vi sinh vật yếm khí. Khi đó sản phẩm phân hủy chất hữu cơ là các khí thường độc và có mùi hôi khó chịu như metan (CH4), ammoniac (NH3), sunfuahydro (H2S),… Trong trường hợp này nồng độ oxy trong nước (DO) cũng bị giảm xuống dưới mức độ giới hạn đối với cá, dẫn đến các sinh vật hiếu khí bị chết hay trốn khỏi nguồn nước đó gây mất cân bằng sinh thái và chuỗi thức ăn (Trịnh Lê Hùng, 2009).

Trong nước thải thủy sản còn chứa rất nhiều chất dinh dưỡng đặc biệt là nitơ và các chất khoáng khác. Các chất này khi vào nguồn nước sẽ gây nên hiện tượng phú dưỡng hóa cho nguồn nước. Các chất dinh dưỡng sẽ được phù du thực vật, nhất là tảo lam, hấp thụ tạo nên sinh khối trong quá trình quang hợp. Sự phát triển đột ngột của tảo lam trong nguồn nước giàu chất dinh dưỡng làm cho nước có mùi và độ màu tăng lên, chế độ oxy trong nguồn nước không ổn định. Sau quá trình phát triển, phù du thực vật bị chết. Xác phù du thực vật sẽ làm tăng thêm một lượng chất hữu cơ, tạo nên sự nhiễm bẩn lần hai trong nguồn nước (Trần Đức Hạ, 2002).

2.2 Sơ lược về các hợp chất nitơ trong nước

Vi khuẩn nitrate hoá

Phân huỷ

Trong nước các hợp chất nitơ thường tồn tại ở 3 dạng: hợp chất hữu cơ, ammoniac và dạng oxi hoá (nitrite, nitrate), các dạng này là khâu chuỗi phân huỷ hợp chất chứa nitơ hữu cơ như protein và hợp phần của protein (Lương Đức Phẩm, 2007).

N NO2

+ Nitrosomonas

NO3 Nitrobacter

N Protein N NH3, NH4 4

Vi khuẩn khử NO NO3 NO2 N2O N2

Các nguồn nitơ sử dụng cho vi sinh vật thực tế bao gồm toàn bộ các nguồn nitơ hữu cơ và vô cơ. Nitơ được chuyển hoá để tạo ra các protein, các axit nucleic, các polime của thành tế bào. Nitơ chiếm khoảng 12% trọng lượng khô của một khối vi sinh vật nguyên chất, trong nước thải giá trị này chiếm khoảng 10% (Nguyễn Văn Tố, 1999).

Cũng theo Nguyễn Văn Tố (1999), khi phân tích hàm lượng nitơ trong nước:

- Nếu nước thải chứa hầu hết các hợp chất nitơ hữu cơ, amomiac, hoặc

-) là nước đã bị ô nhiễm

NH4OH là nước mới bị ô nhiễm.

- Nếu nước chứa hợp chất nitơ chủ yếu là nitrite (NO2

một thời gian dài.

-) chứng tỏ quá trình phân huỷ đã kết thúc. Tuy vậy, các nitrate chỉ bền ở điều kiện hiếu khí, khi ở điều kiện thiếu khí hoặc kỵ khí các nitrate dễ bị khử thành N2O, NO và nitơ phân tử tách khỏi nước bay vào không khí.

- Nếu nước chỉ chứa chủ yếu là hợp chất nitơ ở dạng nitrate (NO3

Ammoniac (NH3): ammoniac có mặt tự nhiên trong nước mặt và nước thải + (NH4OH, NH4NO3, sinh hoạt. Ammoniac ở trong nước tồn tại dạng NH3 và NH4 (NH4)2SO4,…) tùy thuộc vào pH của nước vì nó là một bazơ yếu. Tính độc của NH3 +). Với nồng độ 0.01 mg/l NH3 đã gây độc cho cá qua cao hơn các ion amon (NH4 đường máu, nồng độ 0.2 – 0.5 mg/l đã gây độc cáp tính.

-): nitrate là sản phẩm cuối cùng của quá trình phân hủy các hợp chất hữu cơ chứa N có trong chất thải của người và động vật, thực vật. Nitrate chỉ bền ở điều kiện hiếu khí, trong điều kiện yếm khí chúng nhanh chóng bị khử thành nitơ tự do tách ra khỏi nước. Trong nước tự nhiên, nồng độ nitrate thường nhỏ hơn 5mg/l. Vùng bị ô nhiễm do chất thải hoặc phân bón hàm lượng nitrate trong nước

Nitrate (NO3

trên 10mg/l, làm cho rong tảo dễ phát triển, gây ảnh hưởng xấu đến chất lượng nước sinh hoạt và nuôi trồng thủy sản.

Bản thân nitrate không có độc tính, nhưng trong cơ thể nó bị chuyển hoá thành nitrite rồi kết hợp với một số chất khác có thể tạo thành hợp chất nitrozo là chất có khả năng gây ung thư (Lương Đức Phẩm, 2007).

+, NO2

-, NO3

+, NO3

- và các - là dạng được sinh vật hấp thụ nhiều nhất, N-NH3 là dạng hữu cơ, trong đó NH4 muối dinh dưỡng quan trọng rất cần thiết cho đời sống của thủy sinh vật, là nguồn nguyên liệu chủ yếu cung cấp cho thủy sinh vật sử dụng tạo nên chất sống vì thực vật thủy sinh là nguồn thức ăn quan trọng cho tôm cá,… (Đặng Kim Chi, 1996).

Trong nước nitơ tồn tại ở các dạng khác nhau như: NH4

2.3 Tác hại của nitơ trong nước thải

2.3.1 Tác hại của nitơ đối với sức khỏe cộng đồng

Trên bình diện sức khoẻ nitơ tồn tại trong nước thải có thể gây nên hiệu ứng về môi trường. Sự có mặt của nitơ trong nước thải có thể gây ra nhiều ảnh hưởng xấu đến hệ sinh thái và sức khoẻ cộng đồng. Khi trong nước thải có nhiều ammoniac có thể gây độc cho cá và hệ động vật thuỷ sinh, làm giảm lượng ôxy hoà tan trong nước. Khi hàm lượng nitơ trong nước cao cộng thêm hàm lượng phôtpho có thể gây phú dưỡng nguồn tiếp nhận làm nước có màu và mùi khó chịu đặc biệt là lượng ôxy hoà tan trong nước giảm mạnh gây ngạt cho cá và hệ sinh vật trong hồ.

Khi xử lý nitơ trong nước thải không tốt, để hợp chất nitơ đi vào trong chuỗi thức ăn hay trong nước cấp có thể gây nên một số bệnh nguy hiểm. Nitrate tạo chứng thiếu vitamin và có thể kết hợp với các amin để tạo thành các nitrosamin là nguyên nhân gây ung thư ở người cao tuổi. Trẻ sơ sinh đặc biệt nhạy cảm với nitrate lọt vào sữa mẹ, hoặc qua nước dùng để pha sữa. Khi lọt vào cơ thể, nitrate chuyển hóa thành nitrite nhờ vi khuẩn đường ruột. Ion nitrite còn nguy hiểm hơn nitrate đối với sức khỏe con người. Khi tác dụng với các amin hay alkyl cacbonat trong cơ thể người chúng có thể tạo thành các hợp chất chứa nitơ gây ung thư. Trong cơ thể nitrite có thể ôxy hoá sắt II ngăn cản quá trình hình thành Hb làm giảm lượng ôxy trong máu có thể gây ngạt, nôn, khi nồng độ cao có thể dẫn đến tử vong.

2.3.2 Tác hại của nitơ đối với môi trường

Nitơ trong nước thải cao, chảy vào sông, hồ làm tăng hàm lượng chất dinh dưỡng. Do vậy nó gây ra sự phát triển mạnh mẽ của các loại thực vật phù du như rêu, tảo gây tình trạng thiếu oxy trong nước, phá vỡ chuỗi thức ăn, giảm chất lượng nước, phá hoại môi trường trong sạch của thủy vực, sản sinh nhiều chất độc trong +, H2S, CO2, CH4... tiêu diệt nhiều loại sinh vật có ích trong nước. nước như NH4 Hiện tượng đó gọi là phú dưỡng nguồn nước.

Hiện nay, phú dưỡng thường gặp trong các hồ đô thị, các sông và kênh dẫn nước thải. Đặc biệt là tại khu vực Hà Nội, sông Sét, sông Lừ, sông Tô Lịch đều có màu xanh đen hoặc đen, có mùi hôi thối do thoát khí H2S. Hiện tượng này tác động tiêu cực tới hoạt động sống của dân cư đô thị, làm biến đổi hệ sinh thái của nước hồ, tăng thêm mức độ ô nhiễm không khí của khu dân cư.

2.3.3 Tác hại của nitơ đối với quá trình xử lý nước

Sự có mặt của nitơ có thể gây cản trở cho các quá trình xử lý làm giảm hiệu quả làm việc của các công trình. Mặt khác nó có thể kết hợp với các loại hoá chất trong xử lý để tạo các phức hữu cơ gây độc cho con người.

Với đặc tính như vậy việc xử lý nitơ trong giai đoạn hiện nay đang là vấn đề đáng được nghiên cứu và ứng dụng.Vấn đề này đã được các nhà nghiên cứu, các học giả đi sâu tìm hiểu.

+ sẽ được chuyển hóa thành dạng NO3

2.4 Quá trình chuyển hóa các hợp chất nitơ

Trong các môi trường tự nhiên, nitơ tồn tại ở các dạng khác nhau, từ nitơ phân tử ở dạng khí cho đến các hợp chất hữu cơ phức tạp có trong cơ thể động vật, thực vật và con người. Trong cơ thể sinh vật, nitơ tồn tại chủ yếu dưới dạng các hợp chất đạm hữu cơ như protein, axit amin. Khi cơ thể sinh vật chết đi, lượng nitơ hữu cơ này tồn tại ở trong đất. Dưới tác dụng của nhóm vi sinh vật hoại sinh, protein được phân giải thành các axit amin. Các axit amin lại được một nhóm vi sinh vật + gọi là nhóm vi khuẩn amôn hóa. Quá trình này gọi phân giải thành NH3 hoặc NH4 là sự khoáng hóa chất hữu cơ vì qua đó nitơ hữu cơ được chuyển thành dạng nitơ - nhờ nhóm vi khuẩn khoáng. Dạng NH4 nitrate hóa. Các hợp chất nitrate lại được chuyển hóa thành dạng nitơ phân tử, quá trình này gọi là sự phản nitrate hóa được thực hiện bởi nhóm vi khuẩn phản nitrate. Khí nitơ sẽ được cố định lại trong tế bào vi khuẩn và tế bào thực vật sau đó chuyển thành dạng nitơ hữu cơ nhờ nhóm vi khuẩn cố định nitơ. Như vậy vòng tuần hoàn nitơ được khép kín. Trong hầu hết các khâu chuyển hóa của vòng tuần hoàn đều có sự tham gia của các nhóm vi sinh vật khác nhau. Nếu sự hoạt động của một nhóm nào đó ngừng lại, toàn bộ sự chuyển hóa của vòng tuần hoàn cũng sẽ bị ảnh hưởng nghiêm trọng (Trần Cẩm Vân, 2002).

+ từ các hợp

2.4.1 Quá trình amôn hoá

Bản chất của quá trình amôn hóa là sự tạo thành NH3 hoặc NH4

chất nitơ hữu cơ (protein, urê, axit nucleic…) dưới tác động của vi sinh vật.

Trong thiên nhiên tồn tại nhiều dạng hợp chất nitơ hữu cơ như protein, acid amin, acid nucleic, urê… Các hợp chất này đi vào nước từ nguồn xác động vật, thực vật, các loại phân chuồng, phân xanh, rác rưởi. Thực vật không thể đồng hóa được

+ hoặc NH3.

dạng nitơ hữu cơ phức tạp như trên, nó chỉ có thể sử dụng được sau quá trình amôn hóa, các dạng nitơ hữu cơ được chuyển hóa thành dạng NH4

+ thành NO2

- gọi là giai đoạn nitrate hoá.

2.4.2 Quá trình nitrate hoá

- thành NO3

Theo Trần Cẩm Vân (2005), các dạng nitơ hữu cơ được chuyển hoá thành dạng +, NH3 thông qua quá trình amôn hoá. Sau quá trình amôn hoá là quá trình nitrate NH4 hoá chuyển hoá amôn thành nitrate bởi hoạt động của vi sinh vật. Nhóm vi sinh vật tiến hành quá trình này gọi chung là nhóm vi khuẩn nitrate hoá bao gồm hai nhóm tiến hành - gọi là giai đoạn nitrite hai giai đoạn của quá trình. Giai đoạn oxy hoá NH4 hoá, giai đoạn oxy hoá NO2

v Giai đoạn nitrite hoá

+ tạo thành NO2

- được tiến hành bởi vi khuẩn Nitrite +

Quá trình oxy hoá NH4

+ + 3/2 O2

hoá. Chúng thuộc nhóm vi sinh vật tự dưỡng hoá năng có khả năng oxy hoá NH4 bằng oxy không khí và tạo ra năng lượng.

- + H2O + năng lượng

NO2 NH4

Năng lượng này dùng để đồng hoá CO2 thành cacbon hữu cơ. Enzyme xúc

tác cho quá trình này là các enzyme của quá trình hô hấp hiếu khí.

Nhóm vi khuẩn nitrite hoá bao gồm 4 chi khác nhau: Nitrosomonas, Nitrozocystis, Nitrozlobus và Nitrosopira chúng đều thuộc loại tự dưỡng bắt buộc, không có khả năng sống trên môi trường thạch. Do vậy phân lập chúng rất khó, phải dung silicagen thay cho thạch (Trần Cẩm Vân, 2002).

- thành NO3

v Giai đoạn nitrate hoá

- được thực hiện bởi nhóm vi khuẩn nitrate. - Chúng cũng là những nhóm vi sinh vật tự dưỡng hoá năng có khả năng oxy hoá NO2 tạo thành năng lượng. Năng lượng này được dùng để đồng hoá CO2 tạo thành đường.

- + năng lượng

Quá trình oxy hoá NO2

- + ½ O2

NO2 NO3

- thành NO3

- bao gồm: Nitrobacter, Nitrosospira và Nitrococcus. Ngoài nhóm vi khuẩn tự dưỡng hoá năng này, trong đất còn có một số loài vi sinh vật dị dưỡng cũng tiến hành quá trình nitrate hoá. Đó là vi khuẩn và xạ khuẩn thuộc các chi Pseudomonas, Corynebacterium, Streptomyces,…(Trần Cẩm Vân, 2002).

Nhóm vi khuẩn tham gia quá trình oxy hoá NO2

Theo Trần Cẩm Vân (2002), quá trình nitrate hoá là một khâu quan trọng trong vòng tuần hoàn nitơ, nhưng đối với nông nhiệp nó có nhiều điều bất lợi: Dạng đạm nitrate thường dễ bị rửa trôi xuống các tầng sâu, dễ bị đi vào quá trình phản - thường kết hợp với ion H+ nitrate hoá tạo thành khí nitơ làm mất đạm. Anion NO3

trong đất tạo thành HNO3 làm cho pH đất giảm xuống rất bất lợi đối với cây trồng. Hơn nữa, lượng nitrate dư thừa trong đất được cây trồng hấp thu nhiều làm cho hàm lượng nitrate trong sản phẩm lương thực, thực phẩm cao gây độc cho người.

2.4.3 Quá trình khử nitrate hoá

Sự phản nitrate hoá được hiểu là quá trình khử nitrate tạo ra sản phẩm cuối

cùng là nitơ phân tử.

Quá trình nitrate hoá mang nhu cầu oxy cho nguồn tiếp nhận nước. Do đó nitrate cần phải được loại bỏ trước khi chúng được thải vào nguồn tiếp nhận, đặc biệt đối với nguồn cấp nước uống (Đỗ Hồng Lan Chi và Lâm Minh Triết, 2005).

Vi sinh vật thực hiện quá trình khử nitrate có tên chung là Denitrifier bao gồm ít nhất 14 loài vi sinh vật. Ví dụ Bacillus, Pseudomonas, Methanomonas, Thiobacillus. Phần lớn loại vi sinh vật trên sử dụng oxy hoặc nitrate, nitrite làm chất oxy hóa (nhận điện tử trong các phản ứng sinh hóa) để sản xuất năng lượng (Lê Văn Cát, 2007).

Quá trình phản nitrate hoá được xảy ra theo hai chiều hướng khác nhau:

v Phản nitrate hoá trực tiếp: được thực hiện bởi rất nhiều vi sinh vật khác

nhau, trong đó đáng chú ý nhất là những loài sau:

Chromobacterium denitrificans: loài này không tạo bào tử, chúng thuộc loài

yếm khí tuỳ tiện, chúng có khả năng khử nitrate thành N2 tự do.

Achromobacter stutzeri: loài này thường tạo thành chuỗi dài. Chúng có khả

năng làm đông tụ sữa và có khả năng lên men một số đường tạo thành các chất khí.

Pseudomonas fluorescens: loài trực khuẩn này có khả năng chuyển động,

trong thiên nhiên chúng tạo thành chuỗi.

Bacterium pyocianeum: loài này có khả năng oxy hoá nitrate thành N2 trong

môi trường chúng thường tạo sắc tố màu xanh.

Cơ chế chuyển hoá nitrate trong quá trình phản nitrate hoá là một cơ chế rất phức tạp. Sự phức tạp của cơ chế này phụ thuộc rất nhiều ở từng giống vi sinh vật và điều kiện xãy ra quá trình. Quá trình này có thể xãy ra ba trường hợp khác nhau:

Trường hợp thứ nhất: Nhiều loài vi khuẩn và cả nấm hoại sinh có thể khử

axit nitric thành axit nitrơrit theo phương trình sau:

HNO3 + 2H HNO2 + H2O

Trường hợp thứ hai: Nhiều loài vi khuẩn có khả năng khử nitrate thành NH3

theo phương trình sau:

NH3 + 3H2O HNO3 + 8H

Trường hợp thứ ba: Nhiều loài vi sinh vật khác lại có khả năng khử nitrate

thành N2 tự do qua một số sản phẩm trung gian như phương trình sau:

2HNO3 2HNO2 2HNO N2

Tất cả quá trình khử nitrat đều có ý nghĩa giải phóng năng lượng cho vi sinh vật phát triển. Các vi sinh vật tham gia phản ứng nitrate là những vi sinh vật hô hấp tuỳ tiện. Trong điều kiện thoáng khí, chúng sử dụng CO2 làm chất nhận H2. Trong điều kiện yếm khí, chúng sử dụng nitrate làm nhiệm vụ này. Trong thiên nhiên luôn xảy ra quá trình phản nitrate hoá. Quá trình này là một quá trình có hại cho thực vật vì bản chất của quá trình là quá trình làm mất nitơ trong nước (Nguyễn Đức Lượng và Nguyễn Thị Thuỳ Dương, 2003).

v Phản nitrate hoá gián tiếp

Vi sinh vật chỉ tham gia giai đoạn đầu là oxy hoá axit nitric thành axit nitrit. Còn những giai đoạn sau là xảy ra hoàn toàn theo những phản ứng hoá học thuần tuý ở môi trường axit để giải phóng N2.

Các phản ứng hoá học giữa axit nitrit với axit amin xảy ra theo phương trình:

N-OH

R-CHNH2-COOH + HNO2 R-COOH + N2 + H2O

R-COOH + N2 + H2O R-CO-NH2 + O2

Toàn bộ quá trình phản nitrate hoá là quá trình có lợi trong quá trình tự làm sạch môi trường nước, trả nitơ về không khí và để chúng lại tiếp tục quá trình chuyển hoá trong vòng tuần hoàn của chúng (Nguyễn Đức Lượng và ctv, 2003).

Sự giải phóng nitơ là sản phẩm ưu thế của quá trình khử nitrate. Tuy nhiên nitơ hòa tan ít trong nước, do đó có khuynh hướng thoát ra như các bong bóng nổi lên. Các bong bóng này có thể ngăn chặn sự lắng của bùn trong các bể lắng.

Ngoài ra oxit nitơ (N2O) có thể sinh ra trong quá trình khử nitrate trong nước thải, dẫn đến sự loại bỏ không hoàn toàn nitrate. Khí N2O là chất gây ô nhiễm không khí, cần ngăn chặn hoặc giảm thiểu sự sinh ra chất này. Ở một số điều kiện, có thể đến 8% nitrate chuyển thành N2O và điều kiện thích hợp hơn cho chúng là tỷ số COD/N-NO3 thấp, thời gian lưu bùn ngắn và pH thấp (Lê Văn Cát, 2007).

Trong thiên nhiên còn có một quá trình hết sức quan trọng khác, đó là quá trình cố định nitơ phân tử. Quá trình này xảy ra rất mãnh liệt trong đất nhờ hai nhóm vi sinh vật: vi sinh vật cố định nitơ tự do (Azotobacter, Clostridium) và vi sinh vật

cố định nitơ cộng sinh (Rhizobium). Tuy nhiên, vì nitơ tan rất kém trong nước nên quá trình cố định nitơ không khí xảy ra trong môi trường nước hoàn toàn không đáng kể (Nguyên Đức Lượng và Nguyễn Thị Thùy Dương, 2003).

Tự phân

Nitơ hữu cơ (protein, peptit, axit amin…), urê

Thủy phân và oxy hóa do vi khuẩn

N – NH4

Đồng hóa

Nitơ trong thành phần tế bào vi khuẩn

Tế bào vi khuẩn chết

Nitrosomonas

Oxy hóa nội sinh

Nitrite (NO2)

Theo Lương Đức Phẩm (2007), quá trình chuyển hóa nitơ do vi sinh như sau: + được tạo thành trong quá trình amôn hóa nhờ rất nhiều loài vi sinh vật, được NH4 các loài vi khuẩn sử dụng làm nguồn N dinh dưỡng, đồng hóa để xây dựng tế bào mới, tảo và các thực vật nởi khác cũng dùng nguồn nitơ này cùng với CO2 và P để + nhờ vi khuẩn nitrat hóa chuyển thành NO2, tiến hành quang hợp. Ngoài ra, NH4 NO3 hoặc bị vi khuẩn phản nitrat hóa chuyển thành nitơ phân tử bay vào không khí.

Nitrobacter

Khử nitrate

Nitrate (NO3)

Nitơ phân tử (N2)

NO2 NO N2O

Anoxit (thiếu khí)

Cacbon hữu cơ

Hình 2.1: Chuyển hóa các hợp chất nitơ trong xử lý sinh học

Nitrate hóa

2.5 Các điều kiện để phản ứng loại nitrate xảy ra

Theo Lương Đức Phẩm (2007), muốn loại được nitrate thì phải tạo điều kiện cho vi sinh vật khử nitrate hoạt động để khử nitrate thành nitơ phân tử bay vào không khí. Do vậy, các phương pháp sinh học hay được dùng nhiều nhất để loại bỏ ô nhiễm các hợp chất nitơ.

Điều kiện cần thiết để khử nitrate là:

- Trước hết phải có quá trình nitrate hóa xảy ra và lượng nitrate đã được tích tụ

khá lớn trong môi trường.

- Cần phải có mặt nguồn cacbon hữu cơ có khả năng đồng hóa.

- Quan hệ với không khí là thiếu khí (thiếu oxy). - Nguồn cacbon có thể là nước thải thô. Để đạt được hiệu quả loại bỏ nitrate, người ta bổ sung những hợp chất hữu cơ dễ được vi sinh vật đồng hóa (ví dụ như rượu metylic). Đối với nước thải công nghiệp thường thiếu cacbon hữu cơ dễ đồng hóa, việc bổ sung nguồn cacbon hữu cơ từ bên ngoài vào là rất cần thiết. Khử nitrate cũng có thể do chuyển hóa nội sinh của sinh khối vi sinh vật được tạo ra. Trong bùn hoạt tính khi có một số tế bào vi sinh vật bị chết và tự phân, các chất dinh dưỡng của tế bào được hòa tan dùng làm thức ăn cho vi khuẩn khử nitrate và vi sinh vật nói chung.

2.6 Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình khử nitrate

Theo Huỳnh Thị Ngọc Lưu và Nguyễn Thị Thu Vân (2007), những yếu tố sau đây ảnh hưởng tới quá trình khử nitrat hoá trong quá trình xử lý nước thải cũng như trong một số môi trường khác:

Nồng độ nitrate: Nitrate đóng vai trò là chất nhận electron của vi sinh vật khử nitrate nên tốc độ sinh trưởng của các vi sinh vật này phụ thuộc vào nồng độ nitrate theo mô hình động học của Monod.

- được Điều kiện thiếu khí (anoxic): Quá trình phản nitrate hóa xãy ra khi NO3 vi sinh vật sử dụng làm chất nhận điện tử trong phản ứng oxy hóa chất hữu cơ thu năng lượng. Nếu trong môi trường có oxy, vi sinh vật sẽ ưu tiên sử dụng oxy làm chất nhận điện tử, khi đó quá trình phản nitrate hóa bị cản trở, ảnh hưởng đến hiệu suất loại nitrate. Oxy cạnh tranh có hiệu quả với nitrate trong vai trò là chất nhận electron cuối cùng trong quá trình hô hấp. Khi có mặt oxy, quá trình oxy hoá glucozo sẽ giải phóng năng lượng nhiều hơn. Điều này giải thích tại sao quá trình khử nitrate có thể xảy ra bên trong các hạt bùn hoạt tính hoặc ở lớp vi sinh vật bên trong của màng sinh học (biofilm) mặc dù trong môi trường có nồng độ oxy hoà tan thấp.

Nhiều nghiên cứu đã chỉ ra rằng nồng độ oxy hòa tan là 1÷2mg/L không ảnh hưởng đến quá trình phản nitrate hóa trong hệ thống lọc sinh học nhưng trong hệ thống bùn hoạt tính thì nồng độ oxy hòa tan nên nhỏ hơn 0.3mg/L.

Sự có mặt của chất hữu cơ trong môi trường: Vi sinh vật khử nitrate hoá nhất định phải có chất cho electron để thực hiện quá trình khử. Một vài loại chất cho electron đã được nghiên cứu và đưa ra. Những chất này có thể là axit axetic, axit xitric, methanol hoặc chính nước thải sinh hoạt, chất thải của công nghiệp thực phẩm như của quá trình lên men, quá trình tinh chế đường và thậm chí là cả bùn. Nguồn electron tốt nhất mặc dù khá đắt là methanol. Nó được sử dụng như là nguồn cacbon để điều khiển quá trình khử nitrate hoá. Khí sinh học thường chứa tới 60% metan cũng có thể được sử dụng như là nguồn cacbon cho quá trình này vì vi khuẩn

- + 5CH3OH

metan sẽ oxy hoá metan thành methanol. Phản ứng của quá trình này (khử nitrate hoá) có thể được mô tả:

3N2 + 5CO2 + 7H2O + 6OH- 6NO3

- đạt xấp xỉ 2.5.

- cần có 5/6 mol methanol. Tuy nhiên, một lượng nhỏ methanol được sử dụng cho quá trình hô hấp và tổng hợp tế bào. Quá trình khử nitrat đạt cực đại khi tỉ số CH3OH/NO3

Theo phản ứng trên thì khử 1 mol NO3

pH của môi trường: phản nitrate hóa không thể xãy ra khi pH thấp vì ở điều kiện đó vi khuẩn phản nitrate hóa không hoạt động và pH tối ưu các vi khuẩn tham gia vào quá trình phản nitrate hoá thường nằm trong khoảng pH từ 7 – 8. Tác động của pH tới quá trình phản nitrate cũng phụ thuộc vào thời gian tác động và tác động trong thời gian ngắn là đáng quan tâm hơn cả vì pH thường thay đổi trong thời gian dài. Trong quá trình phản nitrate hoá, pH của môi trường có khuynh hướng tăng do - để tạo thành N2 và sinh ra các anion OH-. Nếu không có biện phản ứng khử NO3 pháp ổn định pH trong suốt quá trình có thể sẽ gây ra hiện tượng ức chế các vi khuẩn trong hệ bùn hoạt tính do nồng độ amoni tự do sẽ tăng mạnh ở pH kiềm.

Nhiệt độ môi trường: Nhiệt độ tác động tới sinh trưởng của các vi khuẩn tham gia vào quá trình phản nitrate hoá và ảnh hưởng đến tốc độ khử nitrate. Quá trình khử nitrate hoá có thể xảy ra trong khoảng nhiệt độ rất rộng từ 0oC – 50oC trong đó khoảng tối ưu là 30oC – 35oC. Tốc độ của phản ứng diễn ra chậm 1.5 – 2.0 và đặc biệt chậm ở trong khoảng nhiệt độ từ 5oC – 15oC.

Ảnh hưởng của các nguyên tố vi lượng: Quá trình khử nitrate được kích thích trong sự có mặt của Mo và Se, chúng hoạt động tạo thành format dehydrogenaza (formate dehydrogenase), một trong những enzyme phức tạp nhất trong sự trao đổi chất của metanol. Mo còn là nguyên tố chủ yếu trong việc tổng hợp men khử (reductase) nitrate.

Các hoá chất độc hại: Vi khuẩn khử nitrate hoá ít nhạy cảm với hoá chất độc

hại hơn là vi khuẩn nitrate hoá.

2.7 Sơ lược về hệ vi sinh vật trong nước

Vi sinh vật có mặt ở khắp các nơi trong các nguồn nước. Sự phân bố của chúng hoàn toàn không đồng nhất mà lại rất khác nhau tuỳ thuộc vào đặc trưng của từng loại môi trường và khả năng thích ứng của vi sinh vật. Các yếu tố môi trường quan trọng quyết định sự phân bố của vi sinh vật là hàm lượng muối, chất hữu cơ, nhiệt độ và ánh sáng (Trần Cẩm Vân, 2002).

Phần lớn vi sinh vật xâm nhập vào nước là từ đất, phân, nước tiểu, các nguồn thải và từ bụi trong không khí rơi xuống. Số lượng và chủng loại vi sinh vật trong

nước phụ thuộc vào nhiều yếu tố, nhất là những chất hữu cơ hoà tan trong nước, các chất độc, tia tử ngoại, pH môi trường, các chất dinh dưỡng của chúng. Nước càng bẩn, càng nhiều chất hữu cơ, nếu thích nghi được và sinh trưởng thì sự phát triển của vi sinh vật càng nhanh (Lương Đức Phẩm, 2007).

Trong nước có rất nhiều loại vi sinh vật như vi khuẩn, nấm mốc, xạ khuẩn, virus... nhưng chủ yếu là vi khuẩn. Số vi sinh vật không sinh bào tử chiếm ưu thế gần 87% trong nước, còn trong bùn chiếm ưu thế gần 75%. Vi khuẩn đóng vai trò quan trọng trong quá trình phân huỷ chất hữu cơ và làm sạch nước trong vòng tuần hoàn vật chất. Ví dụ như vi khuẩn có khả năng oxi hóa chất vô cơ để thu năng lượng và sử dụng CO2 làm nguồn cacbon cho quá trình sinh tổng hợp protein của tế bào như vi khuẩn nitrat hóa, vi khuẩn phốt pho, vi khuẩn lưu huỳnh... (Lương Đức Phẩm, 2007).

Theo Lương Đức Phẩm (2007), nước thải, đặc biệt là nước thải sinh hoạt và nước thải của các xí nghiệp chế biến thực phẩm, rất giàu các chất hữu cơ, vì vậy số lượng vi sinh vật trong nước là rất lớn (105 ÷ 106 tế bào/ml). Trong số này chủ yếu là vi khuẩn, chúng đóng vai trò phân huỷ các chất hưu cơ, cùng với các chất khoáng khác dùng làm vật liệu xây dựng tế bào đồng thời làm sạch nước thải. Ngoài ra, còn các vi sinh vật gây bệnh, đặc biệt là các bệnh đường ruột, như thương hàn, tả, lị,… và các virut, thực khuẩn thể.

Theo Lê Hoàng Việt (2005), vi sinh vật trong nước thải có thể phân thành 3

nhóm: Vi khuẩn, nấm và nguyên sinh động vật.

v Vi khuẩn trong nước thải có thể chia thành 4 nhóm:

- Nhóm hình cầu (cocci) có đường kính khoảng 1 – 3mm.

- Nhóm hình que (bacilli) có chiều rộng khoảng 0.3 – 1.5mm, chiều dài khoảng 1 – 10mm (điển hình cho nhóm vi khuẩn này là E.coli có chiều rộng 0.5mm, chiều dài 2mm).

- Nhóm hình que cong và xoắn ốc có chiều rộng khoảng 0.6 – 1mm và

chiều dài khoảng 2 – 6 mm, trong vi khuẩn hình xoắn có chiều dài lên đến 50 mm.

- Nhóm vi khuẩn hình sợi có chiều dài khoảng 100 mm hoặc dài hơn.

Các vi khuẩn có khả năng phân huỷ các hợp chất hữu cơ trong tự nhiên cũng

như trong các bể xử lý.

Theo phương thức dinh dưỡng, vi khuẩn được chia làm hai nhóm chính:

- Vi khuẩn dị dưỡng (Heterophe): Nhóm vi khuẩn này sử dụng các chất hữu cơ làm nguồn cacbon dinh dưỡng và nguồn năng lượng để hoạt động sống, xây dựng tế bào, phát triển,… Có 3 loại vi khuẩn dị dưỡng:

+ Vi khuẩn hiếu khí (Heterophe): cần oxy để sống như quá trình hô hấp ở

động vật bậc cao.

+ Vi khuẩn kỵ khí (anaerobe): chúng có thể sống và hoạt động ở điều kiện kỵ khí, không cần oxy của không khí mà sử dụng oxy trong các hợp chất nitrate, sulfar để oxy hoá chất hữu cơ.

+ Vi khuẩn tuỳ nghi (facultative): loại này có thể sống trong điều kiện có hoặc không có oxy tự do. Chúng luôn có mặt trong nước thải. Năng lượng được giải phóng một phần được sử dụng cho việc sinh tổng hợp hình thành tế bào mới, một phần thoát ra ở dạng nhiệt.

- Vi khuẩn tự dưỡng (autotroph): Loại vi khuẩn này có khả năng oxy hoá chất vô cơ để thu năng lượng và sử dụng CO2 làm nguồn cacbon cho quá trình sinh tổng hợp. Trong nhóm này có vi khuẩn nitrat hoá, vi khuẩn sắt, vi khuẩn lưu huỳnh,…

v Nấm (Fungi bacteria) có kích thước lớn hơn vi khuẩn và không có vai trò phân huỷ chất hữu cơ trong quá trình xử lý nước thải. Nấm phát triển thường kết thành lưới nổi trên mặt nước gây cản trở dòng chảy và quá trình thuỷ động học.

v Nguyên sinh động vật đặc trưng bằng các giai đoạn hoạt động trong quá trình sống của nó. Thức ăn chính của nguyên sinh động vật là vi khuẩn, nên chúng là sinh vật chỉ thị quan trọng thể hiện hiệu quả xử lý của các công trình xử lý sinh học nước thải.

Nước thải mới thường ít vi sinh vật, đặc biệt là nước thải công nghiệp qua các công đoạn xử lý nhiệt có khi lúc đầu hầu như không có vi sinh vật. Nước thải trong hệ thống thoát nước qua một thời gian ngắn cũng đủ cho vi sinh vật thích nghi, sinh sản và phát triển tăng sinh khối (trừ những nước thải có chất độc, ức chế hoặc diệt vi sinh vật, nước thải có hàm lượng kim loại nặng cao, chất hữu cơ và vô cơ có độc tính,…). Sau một thời gian sinh trưởng chúng tạo thành quần thể vi sinh vật có ở trong nước, đồng thời kéo theo sự phát triển của các giới thuỷ sinh.

Quần thể vi sinh vật ở các loại nước thải là không giống nhau. Mỗi loại nước thải có hệ vi sinh vật thích ứng. Nói chung vi sinh vật trong nước thải đều là vi sinh vật hoại sinh và dị dưỡng. Chúng không thể tổng hợp được các chất hữu cơ làm vật liệu xây dựng tế bào mới cho chúng. Trong môi trường sống của chúng cần phải có mặt chất hữu cơ để chúng phân huỷ, chuyển hoá thành vật liệu xây dựng tế bào, đồng thời chúng cũng phân huỷ các hợp chất nhiễm bẩn nước đến sản phầm cuối cùng là CO2 và nước hoặc tạo thành các loại khí khác (CH4, H2S, Indol, mercaptan, scatol, N2, …)

Trong cơ thể sinh vật nitơ tồn tại tồn tại chủ yếu dưới dạng các hợp chất đạm hữu cơ như protein, axit amin. Khi cơ thể sinh vật chết đi, lượng nitơ hữu cơ tồn tại trong môi trường. Dưới tác dụng của nhóm vi sinh vật hoại sinh, protein được phân

+ gọi là nhóm vi khuẩn amon hoá (Lương Đức Phẩm, 2007).

giải thành các axit amin. Các axit amin lại được một nhóm vi sinh vật phân giải thành NH3 và NH4

Theo Lương Đức Phẩm (2007) các vi sinh vật có khả năng amon hoá bao gồm nhiều loài sinh bào tử hoặc không sinh bào tử, có khả năng sử dụng nhiều nguồn vật chất khác nhau. Ngoài ra còn nhiều loại xạ khuẩn và nấm khuẩn ty. Tuy vậy, những vi sinh vật chỉ sử dụng riêng một loại protein thì không nhiều. Các vi sinh vật này có khả năng tiết men phân giải protein vào môi trường, thuỷ phân thành các amino acid. Khi đó, chúng sử dụng các amino acid này trong quá trình dị hoá và đồng hoá. Các sản phẩm đặc trưng của quá trình phân giải protein là NH3 và H2S.

loài

Quá trình phân giải protein có thể xảy ra trong các điều kiện hiếu khí và kỵ khí. Trong điều kiện hiếu khí, các hợp chất hữu cơ có chứa nitơ được phân giải bởi trong họ trong giống Bacillus và Pseudomonas, các đại diện các Enterobacteriaceae, các xạ khuẩn và nấm khuẩn ty. Trong đó, vai trò quan trọng và chủ yếu nhất là giống Bacillus. Trong điều kiện kỵ khí thì các loài trong giống Clostridium tham gia quá trình chuyển hoá này. Còn trong điều kiện thông khí hạn chế, quá trình amon hoá được thực hiện bởi các loài vi khuẩn và trực khuẩn kỵ khí tuỳ nghi (Lương Đức Phẩm, 2007).

2.8 Tác động của một số yếu tố lý hoá lên sinh trưởng và phát triển của vi sinh vật trong nước

Theo Nguyễn Lân Dũng và ctv, 2001, sự sinh trưởng và trao đổi chất của các

vi sinh vật liên quan chặt chẽ với các điều kiện của môi trường bên ngoài.

2.8.1 Nhiệt độ

Hoạt động trao đổi chất của vi sinh vật có thể coi là kết quả của các phản ứng hoá học. Vì các phản ứng này phụ thuộc chặt chẽ vào nhiệt độ yếu tố nhiệt độ ảnh hưởng sâu sắc đến các quá trình sống của vi sinh vật. Vi sinh vật thu nhiệt chủ yếu từ môi trường bên ngoài, một phần cũng do cơ thể thải ra do kết quả của hoạt động trao đổi chất.

Hầu hết tế bào sinh dưỡng của vi sinh vật bị chết ở nhiệt độ cao, protein bị biến tính, một hoặc hàng loạt enzyme bị bất hoạt. Sự chết của vi khuẩn ở nhiệt độ cao cũng có thể còn là hậu quả của sự bất hoạt hoá ARN và sự phá hoại màng tế bào chất (nói chung, các acid nucleic ít mẫn cảm với nhiệt độ so với các enzyme).

Nhiệt độ thấp có thể làm bất hoạt quá trình vận chuyển các chất hoà tan qua màng tế bào hoặc ảnh hưởng đến việc hình thành và tiêu thụ ATP cần cho quá trình vận chuyển chủ động các chất dinh dưỡng.

2.8.2 pH môi trường

pH môi trường có ý nghĩa quyết định đối với sinh trưởng của nhiều vi sinh vật. Các ion H+ và OH- là hai ion hoạt động lớn nhất trong tất cả các ion. Cho nên việc xác định thích hợp ban đầu và việc duy trì pH cần thiết trong thời gian sinh trưởng của tế bào là rất quan trọng (Nguyễn Lân Dũng và ctv, 2001).

Các giá trị pH cần cho sinh trưởng và sinh sản của vi sinh vật tương ứng với các giá trị pH cần cho hoạt động của enzyme. Giới hạn pH hoạt động đối với vi sinh vật trong khoảng 4 đến 10. Đa số vi sinh vật sinh trưởng tốt nhất ở pH trung tính (pH = 7) (Nguyễn Lân Dũng và ctv, 2001).

pH của môi trường không những ảnh hưởng mạnh mẽ đến sinh trưởng, mà còn tác động đến các quá trình trao đổi chất. Màng tế bào chất của vi sinh vật tương đối ít thấm đối với các ion H+ và OH-. Vì vậy, mặc dù pH của môi trường bên ngoài dao động trong giới hạn rộng, nồng độ của hai ion nói trên trong tế bào nói chung vẫn ổn định. Ảnh hưởng của pH môi trường lên hoạt động của vi sinh vật có thể là do kết quả tác động qua lại giữa ion H+ và enzyme chứa trong màng tế bào chất và thành tế bào (Nguyễn Lân Dũng và ctv, 2001).

Giới hạn chung của pH đối với sự sinh trưởng của vi sinh vật là từ 3 ÷ 11 nhưng tuỳ theo loại hình vi sinh vật khác nhau (bao gồm pH tối thiểu, pH tối thích hợp và pH tối đa).

Vi sinh vật ưa trung tính: Có độ pH từ 4.5 ÷ 5; 6.5 ÷ 7.4; 8 ÷ 8.5. Chủ yếu là

các sinh vật gây bệnh cho người và động vật.

Vi sinh vật ưa kiềm: Có độ pH từ 6 ÷ 6.5; 7.5 ÷ 8.5; 9 ÷ 9.5. Gồm các nhóm

vi sinh vật nitrate, xạ khuẩn, tảo, vi khuẩn cố định nitơ.

Vi sinh vật chịu kiềm: pH tối thích ≥ 9 như vi khuẩn Vibro cholera thích ứng

ở pH = 9, một số loại thuộc giống Bacillus có thể sinh trưởng ở pH = 11.

Vi sinh vật ưa acid nhẹ: Có độ pH từ 6 ÷ 6.5; 7.5 ÷ 8.5; 9 ÷ 9.5; 3 ÷ 4.5; 5.5 ÷

6.5; 8 ÷ 8.5. Chủ yếu là nhóm nấm men và nấm mốc.

Vi sinh vật ưa acid: Có độ pH từ 2 ÷ 4; 5 ÷ 6; 6.5 ÷ 7. Thuộc các vi khuẩn lên

men như vi khuẩn lactic trong sữa chua, dưa hay cà muối.

Vi sinh vật chịu acid: Có độ pH từ 1.2 ÷ 2.8; 4 ÷ 6.

2.8.3 Ảnh hưởng của oxy đối với sinh vật kỵ khí

Vi sinh vật kỵ khí là vi sinh vật không thể sinh trưởng trong môi trường có oxy; oxy là chất độc đối với chúng. Một số vi sinh vật bị chết khi tiếp xúc với oxy. Độc tính của oxy với vi sinh vật kỵ khí bắt buộc là do một số phần tử được sinh ra

-) rất trong các phản ứng với oxy. Phản ứng dẫn đến sản sinh ra gốc superoxit (O2 hoạt động. Bản thân gốc superoxit gây hư hại cho tế bào nhưng nó lại tiếp tục các phản ứng chuyển hoá sinh ra H2O2 và OH-, gây phá hoại tế bào. Các vi sinh vật hiếu khí có sự tổng hợp các enzyme catalaza và peroxidaza làm phân huỷ H2O2, còn vi khuẩn kỵ khí thì không (Lương Đức Phẩm, 2007).

2.8.4 Ảnh hưởng của ánh sáng mặt trời

Theo Lương Đức Phẩm (2007), trừ một số nhóm có khả năng quang hợp (vi khuẩn lưu huỳnh, tảo,…) còn đa số vi sinh vật có thể bị ánh sáng mặt trời ức chế sinh trưởng hoặc tiêu diệt.

Tác dụng của ánh sáng do tia UV (2900 - 4000Ǻ) trực tiếp tác động lên tế bào hoặc gián tiếp tạo ra các chất độc loại peroxit trong môi trường có chứa vi sinh vật.

Sự tác động của ánh sáng bị giảm đi khi vi sinh vật có sắc tố, vỏ nhày và nha

bào.

2.8.5 Nhu cầu oxy hoá học (COD)

Theo Lương Đức Phẩm (2007), chỉ số COD được dùng rộng rãi để đặc trưng

cho hàm lượng chất hữu cơ của nước thải và sự ô nhiễm của nước tự nhiên.

Nhu cầu oxy hoá học là lượng oxy cần thiết cho quá trình oxy tương đương của các cấu tử hữu cơ trong mẫu nước bị oxy hoá bởi các tác nhân hoá học có tính oxy hoá mạnh. Đây là một phương pháp vừa nhanh chóng vừa quan trọng để khảo sát các thông số của dòng nước và nước thải công nghiệp, đặc biệt trong các công trình xử lý nước thải.

COD biểu thị lượng chất hữu cơ có thể bị oxy hoá bằng hoá học, như thế nó

như là một chỉ tiêu đặc trưng cho mức độ chất hữu cơ có trong nước bị ô nhiễm.

2.9 Sinh trưởng bám dính của màng sinh học (Biofilm)

Màng sinh học là cấu trúc thường gặp trong thế giới tự nhiên. Lý do khiến vi khuẩn gắn vào và tạo nên màng sinh học lên bề mặt là vì bề mặt là nơi chất dinh dưỡng tích tụ lại. Do mọi bề mặt đều có điện tích âm sẽ hút ion dương và cacbon hữu cơ hoà tan, các hợp chất mang điện tích dương tích tụ lại bên nhau lại sẽ thu hút các hợp chất mang điện tích âm. Vì thế, ngay cả trong môi trường nước nghèo chất dinh dưỡng cũng có vừa đủ chất hữu cơ bám vào bề mặt để giúp vi khuẩn phát triển. Khi các hợp chất hữu cơ tụ lại trên mặt nước, chúng sẽ thu hút các vi khuẩn, tảo và động vật nguyên sinh thích ăn chúng đến, theo thời gian sẽ phát triển thành một màng sinh học, được gọi là neuston (sinh vật sống trong màng mặt nước/váng bề mặt) (http://aquasaigon.org/index.php?threads/biofilm-mang-sinh-hoc.76/).

Vi khuẩn bám vào bề mặt theo nhiều cách khác nhau, một màng sinh học hoàn chỉnh có thể dầy từ 600-900 µm, tức là dầy gấp mấy trăm lần một con vi khuẩn đơn lẻ (một con vi khuẩn dài khoảng 1µm). Màng sinh học không phải là một chất vô định hình, hay một khối đặc sệt các polysaccharides và vi khuẩn mà nó có tổ chức và cấu trúc. Thậm chí là khu vực dầy nhất của màng sinh học cũng cho luồng nước chảy qua. Nước chảy qua các cấu trúc hình nấm của những khối cầu vi khuẩn, qua đó, cung cấp dinh dưỡng cho chúng và đem chất thải ra môi trường bên ngoài (http://aquasaigon.org/index.php?threads/biofilm-mang-sinh-hoc.76/).

Theo Trịnh Xuân Lai (2000), phần lớn vi khuẩn có khả năng sống và phát triển trên bề mặt vật rắn, khi có đủ độ ẩm và thức ăn là các hợp chất hữu cơ, muối khoáng và oxy chúng dính bám vào bề mặt vật rắn bằng chất gelatin do chính vi khuẩn tiết ra và chúng có thể dễ dàng di chuyển trong lớp gelatin dính bám này. Đầu tiên vi khuẩn cư trú hình thành tập trung ở một khu vực. Sau đó màng vi sinh không ngừng phát triển, phủ kín toàn bộ bề mặt vật rắn bằng một lớp đơn bào. Chất dinh dưỡng (hợp chất hữu cơ, muối khoáng) và oxy có trong nước thải cần xử lý khuếch tán qua màng biofilm vào tận lớp xenlulo đã tích luỹ ở sâu nhất, mà ở đó ảnh hưởng của oxy và chất dinh dưỡng không còn tác dụng. Sau một thời gian, sự phân lớp hoàn thành: lớp ngoài cùng là lớp hiếu khí, được oxy khuếch tán thâm nhập, lớp trong là lớp yếm khí không có oxy. Bề dày của hai lớp này phụ thuộc vào vật liệu đỡ (vật liệu lọc), cường độ gió và nước qua lớp lọc. Bề dày lớp hoạt tính hiếu khí thường khoảng 300 - 400µm.

Nước thải

Màng sinh vật

Chất hữu cơ hoà tan

Vật liệu lọc

CO2 + NH4 -

NO3

Thành phần sinh vật chủ yếu của màng sinh vật là vi khuẩn, ngoài ra còn có các loài động vật nguyên sinh, nấm, xạ khuẩn,… Sau một thời gian hoạt động, màng sinh vật dày lên và màng bị tách khỏi nguyên liệu lọc. Hàm lượng cặn lơ lửng trong nước tăng lên. Sự hình thành các lớp màng sinh vật mới lại tiếp diễn.

2.10 Một số phương pháp xử lý nitơ trong nước thải

2.10.1 Phương pháp lý hóa

a. Phương pháp Clo hóa

+ được oxy hóa thành khí N2 bao gồm một chuỗi các phản ứng + phản ứng với Cl2 tạo thành các sản phẩm trung gian là phức tạp trong đó NH4 monochloramin (NH2Cl), dicloramin (NHCl2) và ammonium tricloride (NCl3). Cùng với khí N2, một số dạng oxy hóa khác của nitơ cũng được tạo thành, chủ yếu -. Cơ chế của các phản ứng này tương đối phức tạp. Phương trình phản ứng là NO3 clo hóa được đơn giản hóa như sau:

Quá trình NH4

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

2NH4

+-N để oxy hóa NH4

+ được chuyển hóa thành NO3

+ thành - và các dạng nitơ oxy hóa +-N. Quá

Theo phản ứng này, cần có 7.6mg Cl2/mg NH4

khí N2. Vì có một phần NH4 khác nên lượng clo thực tế phải đưa vào thường khoảng 10 mg Cl2/mg NH4 trình clo hóa sinh ra lượng axit đáng kể (axit HCL) cần phải được trung hòa.

Ưu điểm của phương pháp này là: Kiểm soát được quá trình; Có thể kết hợp

-; Gây ô nhiễm thứ cấp.

được với quá trình khử trùng nước cấp; Không tốn diện tích mặt bằng.

- và NO3

Nhược điểm: Chi phí vận hành cao vì phải tốn nhiều Clo; Trong nước có mặt các chất khử dạng hữu cơ hoặc vô cơ sẽ phản ứng với Cl2 để sinh ra sản phẩm phụ có hại cho sức khỏe con người; Bản thân Cl2 cũng là một khí độc có hại cho sức khỏe con người; Không khử được nitơ ở dạng NO2

b. Phương pháp làm thoáng

+ tồn tại cân bằng với bazơ lien hợp của nó là NH3 theo

Trong nước NH4

phương trình sau:

+ = NH3(l) + H+ (1)

NH4 pKa = 9.5

NH3(l) lại tồn tại cân bằng với NH3(k) và tuân theo định luật Henry:

NH3(l) NH3(k) (2)

+ tồn tại. Khi pH tăng cân bằng trong phương trình (1) sẽ chuyể dịch về phía tạo thành NH3. Và khi pH lớn hơn giá trị của pKa lượng NH3(l) sẽ được tạo thành đáng kể, cân bằng trong phương trình (2) sẽ chuyển dịch sang phải, NH3 được giải phóng ra không khí. Trong phương pháp này thường dùng Ca(OH)2 để điều chỉnh pH.

Tại pH = 7 hầu như chỉ có NH4

Quá trình khử nitơ bằng phương pháp này bao gồm việc tăng pH của nước để nitơ tồn tại phần lớn dạng NH3(l) và tăng sự tiếp xúc giữa nước với không khí để tạo điều kiện cho NH3 được giải phóng vào không khí.

Ưu điểm: Đơn giản, rẻ tiền và có thể kiểm soát được quá trình; Quá trình loại

-, NO2

bỏ được NH3 mà không tạo ra các chất ô nhiễm thứ cấp trong nước.

Nhược điểm: Quá trình chuyển NH3(l) thành NH3(k) phụ thuộc nhiều vào nhiệt độ (khó thực hiện ở nhiệt độ thấp); Khi dùng vôi để tăng pH thường tạo cặn bám vào vật liệu lọc làm tăng trở lục quá trình; Trong nước thải, các hợp chất nitơ - do đó xử lý bằng không chỉ tồn tại dạng amoni mà còn tồn tại ở dạng NO2 + thành NH3(k) làm ô phương pháp này chưa triệt để; Quá trình chuyển hóa NH4 nhiễm không khí.

2.10.2 Phương pháp trao đổi ion

Nước cần xử lý đi qua bề mặt nhựa, khi đó xảy ra quá trình thế chỗ giữa ion

cần loại bỏ trong nước và ion loại khác trên bề mặt nhựa.

Một số loại nhựa trao đổi ion có độ chọn lọc cao đối với hợp chất chứa nitơ

+ > Sr2+ > Na+ > Ca2+ > Fe3+ > Al3+ > Mg2+

như Clinoptiolit,… Thứ tự chọn lọc trao đổi ion tuân theo dãy sau:

+ khá cao so với Ca2+ và Mg2+ là các ion thường có mặt

Cs+ > K+ > NH4

Độ chọn lọc của NH4

trong nước. Phương pháp này được ứng dụng rroongj rãi trong xử lý nước cấp.

Ưu điểm: Dễ kiểm soát được quá trình; Vận hành đơn giản; Hiệu quả cao; Có thể tái sử dụng nhựa trao đổi ion bằng cách thực hiện quá trình nhả hấp phụ (ngâm trong dung dịch muối bão hòa).

Nhược điểm: Chi phí vận hành cao; Khi tích tụ quá nhiều các cation sẽ làm

giảm tốc độ loại bỏ; Không áp dụng cho nguồn nước có nhiều cặn lơ lửng.

-) và nitrite (NO2

2.10.3 Phương pháp sinh học

Trong quá trình xử lý nước thải bằng phương pháp sinh học hiếu khí, nitơ amôn sẽ được chuyển thành nitrite và nitrate nhờ các loại vi khuẩn Nitrosomonas và Nitrobacter. Khi môi trường thiếu ôxy, các loại vi khuẩn khử nitrat Denitrificans -) để ôxy hoá (dạng kỵ khí tuỳ tiện) sẽ tách ôxy của nitrate (NO3 chất hữu cơ. Nitơ phân tử N2 tạo thành trong quá trình này sẽ thoát ra khỏi nước.

a. Dựa vào khả năng tự làm sạch của đất

Quá trình xử lý nước thải thực hiện trên cánh đồng lọc và cánh đồng tưới. Thực chất là khi cho nước thải thấm qua lớp đất bề mặt thì cặn được giữ lại ở đáy, nhờ có oxy và các vi sinh vật hiếu khí mà quá trình oxy hóa được diễn ra. Sự có mặt oxy không khí trong mao quản của đất đá là điều kiện cần thiết trong quá trình xử lý nước thải. Càng sâu xuống lớp đất phía dưới lượng oxy càng ít và quá trình oxy hóa giảm dần. Cuối cùng cho đến một độ sâu mà ở đó chỉ diễn ra quá trình phản nitrate.

Quá trình xử lý nước thải qua lớp đất bề mặt diễn ra ở độ sâu tới 1.5m. Do đó, cánh đồng lọc và cánh đồng tưới thường xây dựng ở những nơi có mực nước ngầm thấp hơn 1.5m tính đế mặt đất.

b. Dựa vào khả năng tự làm sạch của nước

Cơ sở của phương pháp này là dựa vào khả năng tự làm sạch của thủy vực chủ yếu nhờ hoạt động của vi sinh vật và các thủy sinh vật khác mà các chất nhiễm bẩn bị phân hủy thành các chất khí và nước.

Căn cứ vào đặc tính tồn tại và tuần hoàn của các vi sinh vật. Người ta chia ra

+, NO2

-, NO3

3 loại: hồ hiếu khí, hồ yếm khí, hồ tùy tiện.

Thực tế thường sử dụng hồ hiếu khí và hồ tùy tiện. Đặc điểm của các hồ này là tảo và các sinh vật khác cùng sinh trưởng và phát triển. Ở lớp nước trên, các vi sinh vật hiếu khí sẽ sử dụng oxy hòa tan để hô hấp, các chất hữu cơ chứa nitơ sẽ -. Các chất này sẽ được dược vi sinh vật oxy hóa thành CO2, H2O, NH4 tảo sử dụng để tăng trưởng đồng thòi giải phóng oxy để phục vụ cho hoạt động sống của vi khuẩn. Đây là sự hợp tác có hiệu quả giũa tảo và vi sinh vật khác.

c. Đĩa lọc sinh học

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

d. Kỹ thuật bùn hoạt tính

Nguyên tắc xử lý nước thải là chuyển hóa các chất ô nhiễm hữu cơ đang hòa tan trong nước thải vào sinh khối vi sinh có thể tách ra khỏi nước được. Khởi đầu từ một tế bào vi sinh vật sinh trưởng do hấp thụ và tiêu hóa chất thải hữu cơ sẽ làm tăng sinh khối và lượng vi sinh vật mới lại tiếp tục hấp thụ các chất hữu cơ cho đến khi tất cả chất ô nhiễm hữu cơ này đều bị hấp thụ còn lại nước sạch đã khử chất ô nhiễm. Sinh khối cùng chất thải hữu co bị hấp thụ sẽ lắng kết xuống thành lớp bùn đáy và được loại bỏ ra bằng ác thiết bị chuyên dụng.

Có rất nhiều hệ thống khác nhau sử dụng kỹ thuật này như: hệ thống bể

aerotaen, hệ thống SBR…

SBR là quy trình một bể đơn giản, bao gồm đưa nước thải vào bể phản ứng và tạo ra các điều kiện cần thiết như môi trường anoxic, anaerobic hay aerobic để

cho vi sinh vật tăng sinh khối, hấp thụ và tiêu thụ các chất thải hữu cơ trong nước thải. Chất thải hữu cơ từ dạng hòa tan trong nước thải sẽ chuyển vào sinh khối vi sinh và khi lớp sinh khối vi sinh này lắng xuống sẽ còn lại nước trong đã tách chất ô nhiễm. Chu kỳ xử lý trên lại tiếp tục lặp lại cho một mẻ nước thải mới.

Khi nắm vững vi sinh động học và kiểm soát được thời gian phản ứng vi sinh đa dạng cần thiết hệ được thiết kế và lập trình điều khiển tự đọng bằng PLC (Program Logic Control) giúp cho giải pháp xử lý có tính thực tiễn, linh hoạt, vận hành đơn giản hiệu quả, có độ tin cậy cao, có thể điều chỉnh được chuỗi xử lý và giá thành hợp lý.

Các đặc trưng của hệ SBR:

- Cho phép thiết kế hệ đơn giản với các bước xử lý cơ bản theo quy trình

một bể.

- Các chu kỳ và khoảng thời gian cho mỗi chu kỳ có thể điều chỉnh được và

là một quy trình thông minh có thể điều khiển tự động bằng PLC.

- Hiệu quả xử lý có độ tin cậy cao và độ linh hoạt cao vì là quy trình từng

mẻ thực sự.

- Công nghệ kỹ thuật cao, lập trình được và khả năng xử lý vượt múc hứa hẹn hệ và quy trình xử lý vi sinh đầy triển vọng trong tương lai, trong đó SBR có 2 lợi điểm chủ yếu là: xử lý từng mẻ do đó tránh được yếu tố biến động chảy liên tục; định được thời gian cần cho mỗi giai đoạn phản ứng vi sinh.

- Tiết kiệm mặt bằng; phí tổn xây dựng; chi phí vận hành; phí bảo trì. - Giảm thiểu sự chú ý căng thẳng của người vận hành, tăng độ tin cậy và

chất lượng xử lý.

d. Phương pháp xử lý Nitơ trong nước thải bằng quá trình Anammox

Từ những năm 1980 và 1990 người ta đã thấy rằng ngoài phương pháp xử lý sinh học kết hợp hai quá trình nitrate hoá và khử nitrate hoá có thể loại bỏ được amoni ra khỏi nguồn thải mà còn tồn tại một loại vi khuẩn có khả năng ôxy hoá amon thành dạng khí N2 sử dụng nitrite được hình thành từ quá trình xử lý thay thế cho việc phải sử dụng oxy cấp từ nguồn bên ngoài vào. Các nhà khoa học Hà Lan và Đức đã nghiên cứu và phát hiện ra loại vi khuẩn này thuộc chủng Planctomycetales gồm hai dạng chính là : Brocadia anammoxidans và Kuenenia stuttgartiensis.

Một số nghiên cứu đã chỉ ra rằng trong hệ thống các lớp siêu mỏng của lớp màng biofilm được hình thành thì trên đó có sự phân bố ôxy theo những đường dốc. Các lớp phía trên là những lớp giàu ôxy trong khi các lớp ở phía dưới cùng nằm trong trạng thái kị khí. Ta giả thiết rằng những vi sinh vật chúng ta đang tìm kiếm

cư trú ở những lớp thấp nhất của màng biofilm. Sử dụng đầu dò gen đặc biệt và công nghệ FISH (Flourescence In Situ – Hybridization) chúng ta có thể xác nhận sự có mặt của vi khuẩn thuộc chủng Planctomycetes.

Sử dụng kỹ thuật sinh học phân tử và những thí nghiệm sinh lý học khác chúng ta có thể kết luận rằng chính vi khuẩn Kuenenia stuttgartiensis đã ôxy hoá amoni thành N2 trong điều kiện kị khí. Quá trình này vì vậy được gọi là quá trình oxy hoá amoni trong điều kiện kị khí (Anaerobic Ammonia Oxidation) hay còn gọi là ANAMMOX.

Sự tồn tại của các vi khuẩn tự dưỡng hóa năng có khả năng oxy hóa amoni bởi nitrate, nitrite và thậm chí về mặt năng lượng còn dễ xảy ra hơn sự oxy hóa bởi oxy phân tử.

+ + NO2

- à N2 + 2H2O

NH4

+ +1/2O2 à NO2

- + 2H+ + H2O

NH4

- = 1:1 như ở phương trình trên.

Phản ứng anammox đã được xác nhận là sự oxy hóa amoni bởi nitrite, phản

+ : NO2

ứng hóa học đơn giản với tỷ lệ mol NH4

Trong quá trình anammox, amoni cùng với nitrite được chuyển đổi dưới điều kiện kị khí tới N2 cung cấp hơi đốt và một lượng nhỏ nitrate theo phương trình phản ứng sau:

- + H+ à 1,02N2 + 0,26 NO3

- + 2H2O

NH3 + 1,32 NO2

Để loại bỏ nitơ amoni từ nước thải sử dụng vi khuẩn anammox một phần nitơ - theo phương trình

amoni thích hợp được sử dụng để sản sinh ra lượng nitrite NO2 phản ứng sau :

+ + 1,5O2 + 2HCO3

- à NO2

- + 2CO2 + 3H2O

NH4

Trong thực tế để thực hiện thành công quá trình anammox thì bắt buộc phải thực hiện trước một bước quá trình aerobic để oxy hoá amoni thành nitrite. Quá - như một chất nhận trình này còn gọi là quá trình nitrite hoá bộ phận. Tiếp theo NO2 điện tử sẽ tiếp tục phản ứng với amoni còn lại để tạo thành N2. Quá trình này được gọi là quá trình anammox.

Tổng hợp ta có quá trình nitrite hoá bộ phận/anammox. Quá trình này diễn ra

trong hai giai đoạn:

- Sự ôxy hoá amoni trong điều kiện hiếu khí ở giai đoạn I nhờ các vi khuẩn

nitrite hoá.

- Quá trình anammox được thực hiện trong điều kiện hiếu khí ở giai đoạn

II nhờ các vi khuẩn anammox.

Như vậy cả hai loại vi khuẩn này đều có thể song song tồn tại trong cùng một khu vực dựa vào lượng oxy và lượng oxy tự do theo chiều sâu của lớp màng sinh học biofilm. Amon sẽ được oxy hoá dưới điều kiện giới hạn về ôxy để tạo ra một lượng nitrite thích hợp. Lượng nitrite này sẽ kết hợp với lượng amoni còn lại để tạo thành N2 bởi các vi khuẩn anammox. Kết hợp hai quá trình theo phản ứng sau :

+ + 0,85 O2 à 0,435 N2 + 0,13 NO3

- + 1,3 H2O + 1,4 H+

NH4

Công nghệ dựa trên quá trình này có thể áp dụng để nghiên cứu xử lý nước thải giàu amoni của nước thải thu gom trên bề mặt của các quá trình xử lý sinh hóa bùn đặc. Trong khi hyđrô cacbonat và amon là những ion dễ bị ảnh hưởng bởi các quá trình tích nạp điện tích trên bề mặt do chúng đều trải qua những sự biến đổi trong thời gian nitrite hoá bộ phận và anammox. Vì vậy chúng ta có thể sử dụng những phương pháp đo dẫn điện như một tham số để đi theo quá trình loại bỏ nitơ.

Mục tiêu là sử dụng chúng ước lượng tính dẫn điện như một tham số đơn giản để theo dõi quá trình nitrite hoá và anammox trong hệ thống xử lý một hoặc hai giai đoạn.

2.11 Các công trình nghiên cứu có liên quan

Việc tìm kiếm các biện pháp để xử lý vấn đề ô nhiễm nước và hoàn nguyên trở lại nguồn tài nguyên này không ngừng được tiến hành. Đến nay đã có các công trình nghiên cứu trong và ngoài nước, từ công nghệ hiện đại đến những vật liệu thô sơ bằng cách ứng dụng những khả năng có ích của vi sinh vật.

Viện hoá học công nghệ (Bộ Công Nghệ) đã phối hợp với trung tâm công nghệ môi trường quốc tế Nhật Bản (ICETT) chuyển giao công nghệ xử lý nước thải bằng vi sinh vật. Vật liệu để lọc là những thứ có sẳn, dễ tìm và rẽ tiền như đá vôi, chất phế thải xây dựng có độ xốp cao, than củi, các loại vỏ sò, ốc, hến,… quá trình lọc hoàn toàn tự nhiên nhờ các vi sinh vật phân huỷ các chất trong nước thải.

Một công trình hợp tác nghiên cứu giữa Singapo và Việt Nam đã nghiên cứu thành công một loại chế phẩm sinh học gọi là Aquaclean®, bao gồm trên 31 loài vi khuẩn sống và một men sinh học, được chọn lọc đặc biệt cho xử lý nước thải công nghiệp, đô thị và tất cả các loại nước thải bị ô nhiễm hữu cơ.

- làm độ kiềm của nước tăng lên 3.6mg CaCO3/lit.

Theo Trần Đức Hạ (2002), quy trình khử chất dinh dưỡng nitơ bằng biện pháp sinh học cần phải có các điều kiện sau: điều kiện yếm khí (hoặc thiếu oxy tự - cần do); có nitrate hoặc nitrite; có vi khuẩn tùy tiện khử nitrate. Để khử 1g N-NO3 2.47g COD hoặc 2.86g COD của cặn lắng. Khi pH của nước thải tăng lên, khử 1mg N-NO3

Theo Lê Anh Kha (2003) với thí nghiệm dùng vật liệu là đất nung và khối bê tông để loại đạm ra khỏi nước đạt khoảng 85%, được bổ sung nguồn năng lượng là cacbon và đạm được loại bỏ qua quá trình hô hấp và khử nitrate nhờ vào cộng đồng vi sinh vật dị dưỡng.

Theo Trần Văn Nhân và Ngô Thị Nga (1999) thì các biện pháp xử lý nước thải bằng biện pháp sinh học gồm hai nhóm là trong điều kiện tự nhiên (ao, hồ, cánh đồng lọc,…) và trong điều kiện nhân tạo (các vật liệu xốp, đất, đá,…). Ví dụ: Hệ thống lọc sinh học BIOFOR (Biological Oxigennated Fiter) được ứng dụng để loại bỏ ammoniac bằng oxy hóa, khử nitrate, BOD5 (300mg/l) bằng khí nén và vật liệu lọc hay đĩa quay sinh học RBC là thiết bị xử lý nước bằng kỹ thuật màng sinh học dựa vào gắn kết của vi sinh vật trên bề mặt của vật liệu, đĩa đã được áp dụng ở Đức, Mỹ, Canada,…

Theo Nguyễn Việt Anh (2005) đã nghiên cứu xử lý nước ngầm nhiễm amoni bằng phương pháp sinh học kết hợp nitrate hoá và khử nitrate với giá thể vi sinh là sợi Acrylic hoàn toàn có thể áp dụng được, với hiệu suất cao, có độ tin cậy và ổn định.

Theo Lều Thọ Bách (2009) với thí nghiệm khử nitơ amôn trong nước ngầm bằng công nghệ sinh học ứng dụng giá thể vi sinh dạng sợi Polyester đảm bảo khử được nitơ amôn trong nước ngầm đạt tiêu chuẩn (<1.5 mg/l) do bộ Y tế ban hành.

CHƯƠNG 3

PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

3.1 Thời gian và địa điểm nghiên cứu

- Thời gian nghiên cứu: Từ tháng 08/2013 đến tháng 11/2013. - Địa điểm nghiên cứu: Phòng thí nghiệm Chất lượng môi trường, Bộ môn

Khoa học môi trường, Khoa Môi trường và Tài nguyên nhiên nhiên.

3.2 Phương tiện nghiên cứu

- Vật liệu:

+ Bể nhựa 300 lít làm bể cấp.

+ Bể Composite 35 lít làm bể giữ mực và bể phản ứng.

+ Ống nhựa mềm.

+ Cát, đá 4×6, xi măng.

3-, TDP, TP.

+, TN, PO4

-, NH4 NO3 - Thiết bị:

- Hoá chất: Các loại hoá chất cần thiết phân tích các chỉ tiêu COD, NO2

+ Các thiết bị phòng thí nghiệm cần cho phân tích các chỉ tiêu trên.

+ Nhiệt kế rượu.

+ Máy sắc kí ion Shodex CD5 Technical Cooperation by the Government of Japan.

+ Máy đo Mettler – Toledo AG, Japan.

+ Máy đo Thermo Orion, model 105, USA.

+ Máy đo YSI 556MPS.

3.3 Phương pháp nghiên cứu

3.3.1 Tạo vật liệu thí nghiệm

Để tiến hành thí nghiệm, chúng tôi nghiên cứu tạo ra vật liệu dựa trên cơ sở của những nghiên cứu trước đây, có cải tiến kỹ thuật để làm tăng diện tích bề mặt của khối bê tông.

Qui trình tạo các khối bê tông được thực hiện như sau:

v Nguyên liệu

Nguyên liệu để tạo ra các khối bê tông gồm: cát, đá và xi măng. Đây là các

loại nguyên liệu thông dụng trong xây dựng.

- Đá được chọn có kích thước 4×6 cm. Chúng có hình dạng không đồng nhất có thể dễ dàng tạo hình cho vật liệu, làm tăng diện tích bề mặt của vật liệu và diện tích tiếp xúc bên trong của khối bê tông.

- Cát sử dụng là cát thô nhằm làm tăng độ nhám trên bề mặt vật liệu. - Xi măng đóng vai trò là chất kết dính. v Tỉ lệ phối trộn

Khối bê tông được làm từ đá, cát, xi măng theo tỉ lệ tương ứng là 4:3:1. Cát

nhiều gấp 3 lần xi măng sẽ làm cho hỗn hợp của khối bê tông xốp hơn.

v Tạo hình cho vật liệu

Đá được ngâm trước vào nước máy, sau đó vớt ra và trộn đều vào hỗn hợp hồ khô (cát và xi măng) cho lớp hồ khô phủ đều và đồng thời làm tăng độ nhám cho từng viên đá. Cho nước thêm vào từ từ, trộn tiếp đến khi các thành phần hỗn hợp được hòa lẫn vào nhau. Sau đó gấp từng viên đá đã được trộn đều trong hỗn hợp xếp đầy vào khuôn có dạng hình lập phương và để khô. Mục đích của việc xếp từng viên đá nhằm tăng độ rỗng của khối bê tông. Sau khoảng 7 ngày có thể thu được khối vật liệu hình lập phương có bề mặt nhám, lồi lõm và có độ rỗng cao tạo điều kiện thuận lợi cho sự lưu thông của dòng nước thải và là nơi cư trú tốt cho các loài vi sinh vật.

v Tạo màng biofilm trên bề mặt của vật liệu

Sử dụng nguồn vi sinh vật bản địa để tạo lớp màng biofilm trên bề mặt vật liệu: Nước thải được lấy tại bể bùn hoạt tính trong hệ thống xử lý của Công ty TNHH Thủy sản Quang Minh. Lô 2.20A - Khu công nghiệp Trà Nóc 2, phường Phước Thới, Quận Ô Môn, Thành phố Cần Thơ. Đất được lấy tại khu đất canh tác nông nghiệp quận Cái Răng, Thành phố Cần Thơ.

Các khối bê tông sau khi đã định hình được lấy ra khỏi khuôn và cho vào các túi lưới, sau đó ngâm các túi lưới có chứa các khối bê tông trong bể chứa nước thải nhà máy chế biến thủy sản và các khối đất được đặt trên váng, sử dụng máy bơm chìm bơm tuần hoàn nước rửa trôi đất trên váng xuống bể để cung cấp hệ vi sinh vật trong đất và các nguyên tố vi lượng cho vi sinh vật sinh trưởng, phát triển, bể được đậy kính nhằm tạo điều kiện thiếu khí cho các loài vi sinh vật yếm khí sinh trưởng và phát triển trong khoảng thời gian từ 30 – 45 ngày để làm giảm độ kiềm, đồng

thời các nhóm vi sinh vật đang sống trong nước thải có thể sống bám trên bề mặt của khối bê tông dần hình thành màng biofilm có vai trò quan trọng trong quá trình chuyển hóa các thành phần của nước thải diễn ra trong thí nghiệm.

3.3.2 Phương pháp bố trí thí nghiệm

a. Bố trí hệ thống thí nghiệm

Nước thải sử dụng trong thí nghiệm là dung dịch pha từ hoá chất từ bể cấp qua bể giữ mực và qua bể phản ứng có chứa vật liệu khối bê tông với lưu lượng nước qua bể là 8lit/giờ (Lê Anh Kha và Phạm Việt Nữ, 2003), lưu lượng nước được được điều chỉnh và giữ ổn định trong suốt quá trình thí nghiệm. Mỗi bể đặt chênh lệch nhau về độ cao để nước có thể tự chảy từ bể này sang bể kia.

Bể cấp là bể nhựa với thể tích 300 lít được đặt cách mặt đất khoảng 3m, chứa dung dịch nước thải pha từ hoá chất có thành phần tương đương với nước thải nhà máy chế biến thủy sản sau giai đoạn nitrate hoá. Dung dịch trong bể cấp luôn trong tình trạng sục khí liên tục bằng cách đặt các đầu sục khí bên trong bể giúp đồng nhất hóa và hạn chế phân tầng các thành phần hóa học trong bể đảm bảo thành phần dung dịch đầu vào ổn định.

Bể giữ mực là bể composite với thể tích 35 lít được đặt cách mặt đất khoảng 2.5m và đầu của bể giữ mực phải thấp hơn đáy của bể cấp để nước tự chảy từ bể cấp xuống bể giữ mực, trong bể được lắp phao giữ mực để giữ ổn định lượng dung dịch pha bằng hoá chất từ bể cấp, đảm bảo luôn có nguồn nước cung cấp cho hệ thống hoạt động liên tục.

Bể phản ứng là bể composite với thể tích 35 lít, được bố trí thấp hơn bể giữ mực để nước chảy tràn từ bể giữ mực có thể tự chảy vào bể phản ứng. Bên trong bề phản ứng được bố trí 24 khối bê tông, tạo điều kiện sao cho dòng nước chảy qua có thể tiếp xúc nhiều nhất với vật liệu. Bể được che kín nhằm tránh ánh sáng mặt trời chiếu vào sẽ kích thích sự phát triển của rong rêu, tảo và đảm bảo điều kiện thiếu khí thích ứng cho quá trình khử nitrate.

Ngoài ra, còn có bể chứa đường saccarozo (C12H22O11) với thể tích 3 lít để cung cấp một lượng cacbon thích hợp cho quá trình hoạt động của vi sinh vật. Bể chứa đường phải đảm bảo bền về mặt hóa học và được khử trùng trước khi đưa vào hệ thống nhằm ức chế hoạt động của vi sinh vật làm ảnh hưởng đến quá trình thực hiện thí nghiệm.

Vị trí thu mẫu tại bể cấp

Hệ thống thí nghiệm được bố trí theo sơ đồ như sau:

Vị trí thu mẫu đầu vào

Bể cấp

Nước thải đầu vào

C12H22O11

Vị trí thu mẫu đầu vào có bổ sung đường

Bể giữ mực

Vị trí thu mẫu đầu ra

Bể phản ứng

Nước thải đầu ra

Hình 3.1: Sơ đồ bố trí thí nghiệm tổng quát

Sục khí

b. Tiến hành thí nghiệm

Thí nghiệm được bố trí dạng bể liên tục gồm hai nghiệm thức, mỗi nghiệm

thức được lặp lại 3 lần.

3- (pha

- (pha

v Nghiệm thức 1 (NT1): Hệ thống thí nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hoá chất, vật liệu bám dính không có màng biofilm và không cung cấp cacbon từ bên ngoài.

từ Peptone), N-NO3 từ NaNO3), và P-PO4

Nước thải sử dụng trong thí nghiệm là dung dịch pha từ hóa chất với chỉ số từ COD (pha Na2HPO4.12H2O). Nồng độ dung dịch sẽ dựa vào nước thải nhà máy chế biến thủy - trong khoảng từ 30mg/L – sản sau giai đoạn nitrate hóa để pha với nồng độ N-NO3 100mg/L. Sau đó tiến hành sục khí trong khoảng thời gian 2 giờ để các muối hoà tan hết trở về dạng ion và được trộn đều thì cho chảy vào hệ thống.

Bảng 3.1: Tên và lượng hóa chất được đưa vào bể cấp

Hóa chất

Lượng sử dụng (g/300 lít nước máy)

Pepton

9.0

66.48

NaNO3

8.66

Na2HPO4.12H2O

Bể phản ứng được bố trí 24 khối bê tông, bề mặt các khối bê tông không có lớp màng biofilm và được khử trùng ở 121oC để tiêu diệt các loài vi sinh vật bám dính trên vật liệu.

3-, TDP, TP.

Khi hệ thống hoạt động ổn định, tiến hành thu mẫu và phân tích các chỉ tiêu

-, NO3

-, NH4

+, TN, PO4

pH, EC, DO, Nhiệt độ, COD, NO2

v Nghiệm thức 2 (NT2): Hệ thống thí nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hoá chất, vật liệu bám dính có màng biofilm và cung cấp thêm nguồn cacbon là đường saccarozo (C12H22O11) từ bên ngoài.

Thí nghiệm được bố trí như ở nghiệm thức 1: nước thải được pha theo công thức như bảng 3.1, vật liệu sử dụng được thay bằng các khối bê tông có lớp màng biofilm và trong quá trình thí nghiệm bể phản ứng được bổ sung một lượng đường saccarozo từ bên ngoài với nồng độ 40mgC/L (dung dịch nước đầu vào sau khi bổ sung đường saccarozo có nồng độ COD là 100mg/L) nhằm hạn chế thừa lượng đường cấp vào làm ảnh hưởng đến chất lượng nước đầu ra.

3-, TDP, TP.

Khi hệ thống hoạt động ổn định, tiến hành thu mẫu và phân tích các chỉ tiêu

-, NO3

-, NH4

+, TN, PO4

pH, EC, DO, Nhiệt độ, COD, NO2

3.3.3 Phương pháp thu mẫu

Tiến hành thu mẫu sau khi hệ thống đạt trạng thái ổn định (thành phần hóa học trong mẫu đầu ra ổn định tại các thời điểm thu mẫu khác nhau). Thứ tự thu mẫu là điểm (4) mẫu đầu ra; (3) mẫu đầu vào có bổ sung cacbon; (2) mẫu đầu vào không bổ sung cacbon; (1) mẫu nước thải tại bể cấp.

+, TN, PO4

-, NO3

3-, TDP, TP) được thu bằng -, NH4 chai thuỷ tinh với thể tích 500ml. Các chỉ tiêu vật lý (pH, EC, DO, nhiệt độ) được xác định trực tiếp bằng máy đo.

Mẫu hoá học (COD, NO2

Trước khi thu mẫu, cần tráng dụng cụ bằng chính mẫu thu 2 – 3 lần. Mẫu sau khi thu được đậy kín và ghi rõ lý lịch mẫu. Mẫu được trữ lạnh ở 4oC và phân tích tại phòng thí nghiệm Chất lượng môi trường, Bộ môn Khoa học môi trường, Khoa Môi trường và Tài nguyên thiên nhiên.

3.3.4 Phương pháp phân tích mẫu

Các chỉ tiêu vật lý: pH, EC, DO, sẽ được xác định trực tiếp bằng máy đo.

3-, TDP, TP) được

Nhiệt độ được đo bằng nhiệt kế rượu.

-, NO3

-, NH4

+, TN, PO4

Các chỉ tiêu hoá học (COD, NO2

phân tích tại phòng thí nghiệm Khoa Môi trường và Tài nguyên thiên nhiên.

Bảng 3.2: Phương pháp phân tích từng chỉ tiêu

Chỉ tiêu phân tích Đơn vị

Phương pháp phân tích

Máy đo Mettler – Toledo AG

µS/cm Máy đo Thermo Orion 105

Nhiệt độ

Nhiệt kế rượu

YSI 556MPS

mg/l

COD

Phương pháp Kali bicromate

mg/l

Đo bằng máy sắc kí ion Shodex CD5

NO2

-, NO3

-, NH4

mg/l

Standard Methods

3-, TDP, TP

mg/l

Phương pháp so màu Ascorbic acid

PO4

3.3.5 Phương pháp xử lý số liệu

Sử dụng phần mềm Microsoft Excel và Statgraphics.

CHƯƠNG 4

KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN

4.1 Kết quả tạo màng biofilm cho vật liệu thí nghiệm

Dựa trên kết quả của những nghiên cứu trước đây và cải tiến kỹ thuật để tạo các khối vật liệu. Các khối bê tông sau khi đã định hình và lấy ra khỏi khuôn với các đặc điểm như: kích thước của khối bê tông là 10×10×10 cm, bề mặt nhám, có độ rỗng cao làm tăng diện tích bề mặt của khối vật liệu.

Theo kết quả nghiên cứu của Lê Anh Kha và Masazuki (2003), đã xác định

được một số thuộc tính của khối bê tông như sau:

Hình 4.1: Khối bê tông không có màng

biofilm

Hình 4.2: Khối bê tông sau khi tạo màng biofilm

- Kích thước (cm): 10×10×10 - Kích thước đá: 4×6 - Mật độ lỗ: 30% - Chỉ số nén (kg/cm3): 20 - Hệ số thấm (cm/sec): 3.5

Khi chưa ngâm các khối vật liệu vào dòng nước thải để tạo màng biofilm thì các khối vật liệu có bề mặt nhám, các viên đá được sắp xếp chồng lên nhau, có màu trắng và màu xanh.

Các khối bê tông sau khi ngâm trong bể chứa nước thải sau khoảng thời gian từ 30 – 45 ngày thì các khối bê tông được bao phủ bởi một lớp màng làm thay đổi màu sắc khối vật liệu (từ trắng và xanh chuyển sang màu nâu đen), bề mặt khối vật liệu có độ nhớt và không nhìn rõ được sự sắp xếp của các viên đá.

Đặc điểm của các khối bê tông là sử dụng những nguyên liệu rẻ tiền, dễ tìm, thông dụng trong xây dựng, có độ xốp và độ rỗng cao giúp tăng diện tích bề mặt tiếp xúc, bề mặt của vật liệu có độ nhám cao thích hợp làm giá thể cho vi sinh vật.

Tuy nhiên, khi sử dụng các khối vật liệu này cũng có một số hạn chế như: khối lượng khối vật liệu khá nặng, chiếm nhiều diện tích, phải kiểm soát lớp màng vi sinh vật vì khi màng quá dày sẽ làm giảm hiệu quả xử lý của vật liệu và cần có biện pháp hoàn nguyên hoặc xử lý vật liệu sau khi sử dụng.

4.2 Kết quả thí nghiệm với dung dịch nước thải pha từ hóa chất có nồng độ tương đương với nước thải nhà máy chế biến thủy sản

4.2.1 Nhiệt độ

Kết quả nghiên cứu cho thấy, trong suốt quá trình thí nghiệm nhiệt độ dao động từ 28.5 – 29.5oC, gần với nhiệt độ ngoài môi trường và không có sự khác biệt giữa các vị trí thu mẫu. Trong đó, vị trí đầu ra nghiệm thức 2 có giá trị cao nhất dao động trong khoảng 29 – 29.5oC, tiếp theo là ở đầu ra nghiệm thức 1 và đầu vào tại bể cấp dao động trong khoảng 28.5 – 29oC, thấp nhất là đầu vào có bổ sung cacbon và đầu vào không bổ sung cacbon đạt 28 – 28.5oC.

)

C

o (

ộ đ t ệ i

h N

ĐVKC

ĐR1

ĐR2

ĐVCC Vị trí thu mẫu

Hình 4.3: Sự biến động nhiệt độ (oC) giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí

nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất.

Ghi chú: BC: đầu vào tại bể cấp; ĐVKC: đầu vào không bổ sung cacbon; ĐVCC: đầu vào

sau khi bổ sung cacbon; ĐR1: đầu ra nghiệm thức 1; ĐR2: đầu ra nghiệm thức 2.

Sự chênh lệch nhiệt độ tại các vị trí thu mẫu là do ảnh hưởng của điều kiện ngoại cảnh, thời tiết. Vị trí đầu ra nghiệm thức 2 đạt giá trị cao nhất là do bể chứa nước đầu ra không được che kín, có ánh sáng mặt trời chiếu vào làm nhiệt độ tăng cao hơn các vị trí khác. Nhiệt độ ở bể cấp cao hơn các vị trí đầu vào có cấp cacbon và đầu vào không cấp cacbon là do bể cấp được đậy kín làm giảm sự thoát nhiệt ra bên ngoài môi trường.

Theo Huỳnh Thị Ngọc Lưu và Nguyễn Thị Thu Vân (2007), quá trình khử nitrate hóa có thể xãy ra trong khoảng nhiệt độ rất rộng từ 0oC – 50oC trong đó khoảng tối ưu là 30oC – 35oC.

Theo nghiên cứu của Phan Văn Tiến (2010), nhiệt độ dao động trong khoảng

từ 26 – 31oC phù hợp cho sự phát triển của vi sinh vật khử nitrate.

Theo nghiên cứu của Đoàn Thị Thúy Oanh (2005), nhiệt độ tại các điểm thu mẫu ít dao động (từ 27.0 – 27.50C) và gần với nhiệt độ ngoài môi trường thích hợp cho vi sinh vật hoạt động và phát triển tốt.

Nhìn chung, kết quả thu nhận được là tương đồng với các nghiên cứu đã thực

hiện trước đây, phù hợp cho vi sinh vật hoạt động và phát triển.

4.3.2 pH

H p

ĐVKC

ĐR1

ĐR2

ĐVCC Vị trí thu mẫu

Hình 4.4: Sự biến động pH giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm khử

nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất.

Ghi chú: BC: đầu vào tại bể cấp; ĐVKC: đầu vào không bổ sung cacbon; ĐVCC: đầu vào

sau khi bổ sung cacbon; ĐR1: đầu ra nghiệm thức 1; ĐR2: đầu ra nghiệm thức 2.

Qua biểu đồ thể hiện sự biến động pH giữa các điểm thu mẫu cho thấy pH dao động trong khoảng từ 6.84 – 7.63. Các giá trị pH không có sự khác biệt (p>0.05) tại các vị trí bể cấp đạt 7.57 – 7.69, đầu vào có bổ sung cacbon đạt 7.56 – 7.60, đầu vào không bổ sung cacbon đạt 7.57 – 7.65, đầu ra nghiệm thức 1 đạt 7.60. Riêng vị trí đầu ra nghiệm thức 2 pH giảm và đạt giá trị thấp nhất 6.79 – 6.87.

Sự khác biệt tại vị trí đầu ra nghiệm thức 2 là do lượng cacbon cung cấp vào hệ thống được đốt cháy bởi oxy trong nước để cung cấp năng lượng cho vi sinh vật hoạt động. Nitrate là chất nhận điện tử để trở thành dạng N2 thoát ra khỏi hệ thống, lượng đường bổ sung từ bên ngoài là chất cho điện tử. Saccarozo được phân cắt thành các phân tử đường đơn dạng glucose và fructose. Trong điều kiện thiếu khí xảy ra sự lên men lactic tạo thành axit lactic và axit axetic làm cho pH đầu ra giảm mạnh.

Glucose Oxy hóa hô hấp Glycosis (giải phóng ra 2 ATP) Pyruvat

Không O2

34 ATP Lên men

Axit lactic Ethyl alcohol + CO2

Theo Trần Cẩm Vân (2002), quá trình phân giải glucoza thành axit lactic

được gọi là quá trình lên men lactic. Có 2 loại lên men lactic đồng hình và dị hình.

Sự lên men lactic đồng hình glucoza bị phân hủy theo con đường Embden –

Mayerhof tạo thành axit pyruvic, axit pyruvic khử thành axit lactic:

Axit pyruvic 2CH3COOH

NAD.H

NAD+

2CH3CHOHCOOH

C6H12O6 glucoza Axit lactic

Quá trình lên men lactic đồng hình được thức hiện bởi nhóm vi khuẩn

Lactobacterium và Streptococcus.

Sự lên men lactic dị hình glucoza bị phân giải theo con đường pentozophotphat. Sản phẩm của quá trình lên men ngoài axit lactic còn có rượu etylic, axit axetic và glyxerin:

Axit lactic

Axit axetic

in glyxerin

C6H12O6 CH3CHOHCOOH + CH3COOH + CH2OHCHOHCH2OH

CO2 + Q

Theo Huỳnh Thị Ngọc Lưu và Nguyễn Thị Thu Vân (2007), pH tối ưu các vi

khuẩn tham gia vào quá trình phản nitrate hóa thường nằm trong dãi pH từ 7 – 8.

Theo kết quả nghiên cứu của Đoàn Thị Thúy Oanh (2005), pH ở khoảng trung tính nghiêng về kiềm nhẹ dao động từ 7.0 - 8.3 và theo Phan Văn Tiến (2010) pH dao động từ 7.09 – 8.01 thích hợp cho vi sinh vật hoạt động.

Kết quả nghiên cứu cho thấy pH tại các vị trí thu mẫu ở khoảng trung tính

thích hợp cho vi sinh vật khử nitrate hoạt động.

500

450

400

350

4.3.3 EC

)

300

m c /

250

S µ (

C E

200

150

100

ĐVKC

ĐR1

ĐR2

ĐVCC Vị trí thu mẫu

Hình 4.5: Sự biến động độ dẫn điện (EC, µS/cm) giữa các điểm thu mẫu trong hệ

thống thí nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất.

Ghi chú: BC: đầu vào tại bể cấp; ĐVKC: đầu vào không bổ sung cacbon; ĐVCC: đầu vào

sau khi bổ sung cacbon; ĐR1: đầu ra nghiệm thức 1; ĐR2: đầu ra nghiệm thức 2.

Kết quả khảo sát cho thấy, EC đo được dao động trong khoảng 424 - 450 µS/cm. Giá trị EC đạt cao nhất tại bể cấp 447 – 450 µS/cm, tiếp theo là đầu vào không cấp cacbon 445 – 453 µS/cm, đầu vào có cấp cacbon 441 – 452 µS/cm, đầu ra nghiệm thức 1 là 443 – 445 µS/cm và thấp nhất là đầu ra nghiệm thức 2 là 421 – 428 µS/cm.

Theo Ngô Ngọc Hưng (2000), độ dẫn điện phản ánh nồng độ ion hoặc chất vô cơ hòa tan, các muối hòa tan trong dung dịch tồn tại ở dạng ion và làm cho dung dịch có khả năng dẫn điện, độ dẫn điện càng cao chứng tỏ nồng độ ion càng lớn.

Các vị trí thu mẫu tại bể cấp, đầu vào không bổ sung cacbon, đầu vào có bổ sung cacbon, đầu ra nghiệm thức 1 dao động không lớn và khác biệt không có ý nghĩa thống kê (p>0.05), chứng tỏ không có sự thay đổi lớn về nồng độ các ion qua các vị trí thu mẫu của hệ thống và không có sự chuyển biến ion từ dang này sang dạng khác.

Giá trị EC ở đầu ra nghiệm thức 2 giảm và khác biệt có ý nghĩa (p<0.05) so với các vị trí thu mẫu đầu vào và đầu ra nghiệm thức 1 chứng tỏ có sự chuyển biến ion từ dạng này sang dạng khác. Hệ thống sử dụng các khối bê tông có màng - đã được hệ vi sinh vật khử nitrate sử dụng cho quá trình biofilm nên lượng ion NO3 hô hấp trả về N2 tự do thoát ra khỏi hệ thống làm giảm EC trong dung dịch nước thải đầu ra. Bên cạnh đó hệ thống được cung cấp thêm nguồn cacbon là đường saccarozo từ bên ngoài khi vào hệ thống được phân cắt thành các dạng ion dẫn điện trả lại lượng ion mất đi do quá trình khử nitrate nên EC trong nước thải đầu ra giảm khoảng 6%.

Theo kết quả nghiên cứu của Phan Văn Tiến (2010), EC đo dược trong khoảng 410 - 453µS/cm và dao động không đáng kể qua các vị trí thu mẫu đầu vào chứng tỏ không có sự thay đổi lớn về nồng độ các ion. Khi sử dụng vật liệu có màng biofilm và cung cấp cacbon từ bên ngoài thì EC đầu ra của hệ thống giảm so với đầu vào ( đầu vào 445µS/cm – đầu ra 431µS/cm) chứng tỏ có sự chuyển biến ion từ dạng này sang dạng khác.

Nhìn chung, kết quả của hệ thống thí nghiệm là tương đồng với kết quả của

những nghiên cứu trước.

4.4.4 DO

Qua biểu đồ cho thấy DO dao động trong khoảng 0.51 – 7.3 mg/L, trong đó giá trị DO cao nhất ở đầu vào tại bể cấp của hệ thống đạt 7.36mg/L gần với ngưỡng bão hòa là do quá trình sục khí liên tục, tiếp theo là đầu vào không bổ sung cacbon 3.58mg/L, đầu vào có bổ sung cacbon 2.39mg/L, đầu ra nghiệm thức 1 là 2.37mg/L và thấp nhất ở đầu ra nghiệm thức 2 là 0.51mg/L.

)

L / g m

(

O D

ĐVKC

ĐR1

ĐR2

ĐVCC Vị trí thu mẫu

Hình 4.6: Sự biến động oxy hòa tan (DO, mg/L) giữa các điểm thu mẫu trong hệ

thống thí nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất.

Ghi chú: BC: đầu vào tại bể cấp; ĐVKC: đầu vào không bổ sung cacbon; ĐVCC: đầu vào

sau khi bổ sung cacbon; ĐR1: đầu ra nghiệm thức 1; ĐR2: đầu ra nghiệm thức 2.

Giá trị DO tại đầu vào có bổ sung cacbon và đầu vào không bổ sung cacbon giảm còn khoảng 2.39 – 3.58mg/L chứng tỏ tác dụng của bể giữ mực ngoài chức năng ổn định lượng nước đầu vào của hệ thống còn làm giảm lượng oxy hòa tan trong dung dịch nước thải trước khi đi vào hệ thống giúp cho điều kiện thí nghiệm xảy ra tốt hơn.

DO đầu vào có bổ sung cacbon thấp hơn DO đầu vào không bổ sung cacbon cho thấy lượng đường đã được oxy trong nước phân hủy để cung cấp năng lượng cho hoạt động của vi sinh vật và thời gian tiếp xúc chưa đủ đường sử dụng hết lượng oxy hòa tan trong dung dịch nên lượng oxy hòa tan trong nước đầu vào còn khà cao.

Đầu ra nghiệm thức 1 giá trị DO vẫn còn cao (2.61mg/L) do bể chứa vật liệu không có màng biofilm và không cung cấp nguồn cacbon từ bên ngoài nên lượng oxy hòa tan giảm không đáng kể giữa đầu vào và đầu ra.

Đầu ra nghiệm thức 2 DO giảm còn rất thấp (0.46 – 0.58mg/L) và khác biệt có ý nghĩa thống kê so với các vị trí khác (p<0.05) là do hệ thống được bổ sung lượng cacbon từ bên ngoài, khi hòa vào dung dịch đã được oxy trong nước phân hủy giúp làm giảm lượng oxy hòa tan trong nước và cung cấp năng lượng cho hoạt động

sống của vi sinh vật khử nitrate hóa, đồng thời tạo điều kiện thiếu khí thích hợp cho quá trình khử nitrate.

Theo Lương Đức Phẩm (2007), muốn loại được nitrate thì phải tạo điều kiện cho vi sinh vật khử nitrate hoạt động để khử nitrate thành nitơ phân tử bay vào không khí. Quan hệ với không khí là thiếu khí (thiếu oxy). Nồng độ oxy hòa tan là 1÷2mg/L không ảnh hưởng đến quá trình phản nitrate hóa trong hệ thống lọc sinh học nhưng trong hệ thống bùn hoạt tính thì nồng độ oxy hòa tan nên nhỏ hơn 0.3mg/L.

Theo Lê Hoàng Việt (2003), để quá trình khử nitrate hóa càng tiến về không

thì nồng độ DO trong nước là 0 < DO ≤ 1 mg/L.

Một trong những điều kiện để phản ứng khử nitrate hóa xảy ra là điều kiện

yếm khí hoặc thiếu oxy tự do (Trần Đức Hạ, 2002).

Theo kết quả nghiên cứu của Phan Văn Tiến (2010), nồng độ DO dao động

trong khoảng 0.27 – 0.43mg/L phù hợp cho quá trình khử nitrate xả ra.

Nhìn chung, kết quả thu nhận được tại đầu ra nghiệm thức 2 có nồng độ DO rất thấp chứng tỏ đây là môi trường yếm khí rất phù hợp cho quá trình khử nitrate hóa xảy ra.

4.4.5 COD

Chỉ số COD để đặc trưng cho hàm lượng chất hữu cơ của nước thải và sự ô nhiễm của nước tự nhiên. COD thể hiện nhu cầu oxy cần thiết để oxy hóa toàn bộ các chất hữu cơ có trong mẫu nước thành CO2 và H2O (Đặng Kim Chi, 1996).

Qua biểu đồ cho thấy chỉ số COD đầu vào của hệ thống xử lý rất thấp 5.33 – 5.54 mg/L do dung dịch nước thải được pha bằng pepton, Na2HPO4.12H2O, NaNO3 và nước máy nên được kiểm soát ở nồng độ thấp.

Theo các nghiên cứu của Lê Anh Kha (2003) và Đoàn Ngọc Minh (2007), để quá trình khử nitrate xảy ra trong nước thải đạt hiệu suất cao thì cần bổ sung thêm nguồn cacbon từ bên ngoài hệ thống là methanol (CH3OH) hoặc glucose nhằm cung cấp năng lượng cho hoạt động của vi sinh vật.

Theo kết quả nghiên cứu của Phan Văn Tiến (2010), lượng đường saccarozo cần bổ sung cho quá trình phản nitrate hóa là 40mgC/L và theo Lê Thị Xuân Thị (2008) lượng methanol cần bổ sung là 30mgC/L khi đó quá trình khử nitrate hóa xảy ra đạt hiệu suất cao.

Vì vậy, hệ thống được cung cấp nguồn cacbon là đường saccarozo

(C12H22O11) với nồng độ 40mg/L.

120

100

Do đó, điểm đầu vào khi có bổ sung cacbon thì chỉ số COD tăng rất cao khoảng 103.67 mg/L là do dung dịch nước thải pha bằng hóa chất được bổ sung lượng cacbon (đường saccarozo) từ bên ngoài.

)

L / g m

(

D O C

ĐVKC

ĐR1

ĐR2

ĐVCC Vị trí thu mẫu

Hình 4.7: Sự biến động của COD (mg/L) giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí

nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất.

Ghi chú: BC: đầu vào tại bể cấp; ĐVKC: đầu vào không bổ sung cacbon; ĐVCC: đầu vào

sau khi bổ sung cacbon; ĐR1: đầu ra nghiệm thức 1; ĐR2: đầu ra nghiệm thức 2.

COD ở đầu ra nghiệm thức 1 (4.27 – 5.63 mg/L) giảm rất ít so với đầu vào không bổ sung nguồn cacbon (5.27 – 5.69 mg/L) là do lượng COD đã bị phân hủy bởi lượng oxy hòa tan trong nước, và trong hệ thống vật liệu sử dụng không có màng biofilm nên lượng COD giảm không đáng kể.

Theo Lê Hoàng Việt (2003), quá trình phân hủy hiếu khí trong nước thải

được chia thành nhiều giai đoạn và được biểu thị bằng các phản ứng:

Các hợp chất Hydratcacbon bị phân hủy hiếu khí chủ yếu theo phương trình:

Oxy hóa các chất hữu cơ: CxHyOz + O2 CO2 + H2O + ∆H

Quá trình sinh tổng hợp tạo thành tế bào vi sinh vật được thể hiện dưới dạng

phương trình sau:

CxHyOz + O2 Tế bào vi sinh vật (C5H7O2N) + CO2 + H2O + ∆H

Đầu ra nghiệm thức 2 thì lượng COD giảm còn khoảng 10 mg/L trong khi lượng COD đầu vào có bổ sung cacbon là khoảng 103.67 mg/L và lượng COD đầu ra nghiệm thức 2 so với đầu vào khi chưa cung cấp thêm nguồn cacbon có sự biến

động không cao (COD đầu vào không bổ sung cacbon là 5.54 mg/L - COD đầu ra nghiệm thức 2 là 10 mg/L) cho thấy vi sinh vật đã sử dụng khoảng hơn 90% lượng cacbon khi được cung cấp thêm từ bên ngoài để làm nguồn năng lượng cho quá trình hoạt động của chúng.

4.4.6 Tổng lân

Lân là nguồn dinh dưỡng khoáng quan trọng nhất đối với vi sinh vật vì trong thành phần tế bào nó chiếm tỉ lệ 50% tổng số các chất khoáng (Trần Cẩm Vân, 2005). Do đó trong hệ thống P là yếu tố cần thiết cho vi sinh vật hoạt động.

TDP

P-PO43-

Trong tế bào vi sinh vật photpho chiếm khoảng 1.5 – 2% trọng lượng khô của khối vi sinh, nhưng tỷ lệ phần trăm sẽ tăng theo tốc độ sinh trưởng của vi sinh vật (Nguyễn Văn Tố, 1999). Vì vậy, photpho là nguồn dinh dưỡng khoáng quan trọng đối với vi sinh vật.

)

L / g m

( s u r o h p t o h P

ĐVKC

ĐVCC

ĐR1

ĐR2

Vị trí thu mẫu

Hình 4.8: Sự biến động nồng độ Photphorus (mg/L) giữa các điểm thu mẫu trong hệ

thống thí nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất.

Ghi chú: BC: đầu vào tại bể cấp; ĐVKC: đầu vào không bổ sung cacbon; ĐVCC: đầu vào

sau khi bổ sung cacbon; ĐR1: đầu ra nghiệm thức 1; ĐR2: đầu ra nghiệm thức 2.

3- biến động không lớn và không có sự khác biệt (p>0.05) ở các vị trí thu mẫu. Nồng độ TP tại bể cấp là 7.61 – 7.68mg/L, đầu vào không bổ sung cacbon là 7.57 – 7.69mg/L, đầu vào có bổ

Kết quả phân tích cho thấy nồng độ TP, TDP, P-PO4

sung cacbon là 7.55 – 7.62mg/L. Nồng độ TDP tại bể cấp là 7.56 – 7.6mg/L, đầu vào không bổ sung cacbon là 7.54 – 7.59mg/L và đầu vào có bổ sung cacbon là 7.51 – 7.59mg/L, các giá trị này tượng tự các giá trị nồng độ TP chứng tỏ lượng lân trong dung dịch nước thải pha từ hóa chất tồn tại chủ yếu là các dạng lân hòa tan, trong đó 3- trong dung dịch cũng tương đương với 3- do nồng độ P-PO4 phần lớn là dạng P-PO4 3- tại bể cấp là 2.40 – 2.45mg/L, tại đầu các giá trị nồng độ của TDP. Nồng độ P-PO4 vào không bổ sung cacbon là 2.40 – 2.43mg/L và đầu vào có bổ sung cacbon là 2.3 – 2.40mg/L.

Đầu ra nghiệm thức 1 nồng độ TP là 7.47 – 7.51mg/L, nồng độ TDP là 7.44 - là 2.21 – 2.37mg/L, các giá trị này giảm không đáng kể – 7.51mg/L, nồng độ P-PO3 so với ở vị trí đầu vào tại bể cấp và đầu vào không bổ sung cacbon do các khối bê tông không có màng biofilm dung dịch nước thải qua hệ thống và ra ngoài không được vi sinh vật sử dụng. Kết quả cho thấy lượng lân trong dung dịch nước thải đầu 3-. Lượng lân ra chủ yếu tồn tại ở các dạng lân hòa tan và phần lớn là dạng P-PO4 trong nước thải đầu ra giảm rất ít là do lắng xuống đáy bể hoặc dính bám vào thành bể và đường ống dẫn nước thải vào hệ thống. Hàm lượng lân trong dung dịch nước thải đầu ra không khác biệt với hàm lượng lân trong nước thải đầu vào tại bể cấp và đầu vào không bổ sung cacbon chứng tỏ vật liệu không có khả năng xử lí lân.

Khi qua hệ thống xử lý, vật liệu sử dụng là các khối bê tông có màng biofilm và được bổ sung lượng cacbon từ bên ngoài thì hàm lượng lân giảm mạnh, khác biệt có ý nghĩa thống kê (p<0.05) so với các vị trí thu mẫu đầu vào và đầu ra nghiệm thức 1. Nồng độ TP ở đầu ra nghiệm thức 2 là 4.37 – 4.48mg/L, TDP là 3.41 – 3- là 0.68 – 0.76mg/L. Kết quả cho thấy, trong nước thải đầu ra 3.49mg/L, P-PO4 3- giảm cho thấy chiếm phần lớn là các dạng lân hòa tan. Hàm lượng TDP và PO4 một lượng lân hòa tan đã được chuyển vào sinh khối vi sinh vật. Nồng độ TP giảm và khác biệt có ý nghĩa thống kê (p<0.05) so với đầu vào là do sự tích lũy trong tế bào vi sinh vật, khi chết chúng lắng xuống đáy bể hoặc bong tróc, trôi nổi và thoát ra khỏi hệ thống.

3- ở đầu ra nghiệm thức 2 (TP là 3- ở đầu vào bể cấp (TP là 3- 0.72mg/L) với nồng độ TP và P-PO4 3- là 2.43mg/L) và đầu vào có bổ sung cacbon (TP là 7.59mg/L 3- là 2.39mg/L) cho thấy vi sinh vật đã sử dụng khoảng hơn 70% lượng P- 3- để tổng hợp tế bào mới, điều này chứng tỏ P là nguồn dinh dưỡng khoáng

Sự khác biệt về nồng độ TP và P-PO4

4.39mg/L và P-PO4 7.68mg/L và P-PO4 và P-PO4 PO4 quan trọng cho hoạt động sống của vi sinh vật.

4.4.7 Tổng đạm

+, NO3

Đạm là một trong những nguồn nguyên liệu chủ yếu xây dựng nên tế bào vi sinh vật, trong nước thải đạm tồn tại chủ yếu ở nhiều dạng: dạng protein, các sản phẩm phân rã, ammonia, muối amon, dạng ion và nitơ tự do.

Theo Trần Cẩm Vân (2005), các dạng nitơ hữu cơ như protein, polypeptit, acid amin là nguồn dinh dưỡng đối với nhóm vi sinh vật dị dưỡng amin. Dạng nitơ - là các nguồn dinh dưỡng đối với nhóm vi sinh vật tự vô cơ như NH3, NH4 dưỡng amin.

N-NO2-

Kết quả khảo sát cho thấy, qua các đợt thu mẫu, nồng độ TN không có sự khác biệt tại các vị trí thu mẫu (p>0.05) tại bể cấp, đầu vào không bổ sung cacbon, đầu vào có bổ sung cacbon và dao động trong khoảng từ 41.30 – 41.42mg/L. Nồng độ TN đạt cao nhất tại bể cấp 41.36mg/L, tiếp theo là ở đầu vào không bổ sung cacbon đạt 43.13mg/L và thấp nhất ở đầu vào có bổ sung cacbon 41.3mg/L.

)

N-NO3-

L / g m

N-NH4+

( n e g o r t i

N

ĐVKC

ĐR1

ĐR2

ĐVCC Vị trí thu mẫu

Hình 4.9: Sự biến động nồng độ Nitrgen (mg/L) giữa các điểm thu mẫu trong hệ

thống thí nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất.

Ghi chú: BC: đầu vào tại bể cấp; ĐVKC: đầu vào không bổ sung cacbon; ĐVCC: đầu vào

sau khi bổ sung cacbon; ĐR1: đầu ra nghiệm thức 1; ĐR2: đầu ra nghiệm thức 2.

Qua biểu đồ thể hiện sự biến động nồng độ nitrogen ta thấy, trong dung dịch nước thải pha bằng hóa chất tại bể cấp, đầu vào không bổ sung cacbon và đầu vào có bổ sung cacbon chứa chủ yếu là các dạng đạm hòa tan, trong đó phần lớn là đạm nitrate (36.09 – 36.23mg/L) chiếm hơn 87%. Sự xuất hiện của đạm amon tại bể cấp, đầu vào có bổ sung cacbon và đầu vào không bổ sung cacbon là do các gốc –NH2 + và thời trong thành phần của pepton khi hòa tan vào nước sẽ chuyển thành NH4 + tồn tại trong nước đầu vào với gian sục khí tại bể cấp chưa đủ nên vẫn còn NH4 nồng độ thấp, dao động trong khoảng từ 1.50 – 1.57mg/L và không có sự khác biệt (p>0.05) tại các vị trí thu mẫu đầu vào và tại bể cấp.

- ở các vị trí đầu vào biến động không lớn, tại vị trí bể cấp - đạt cao nhất 36.23mg/L, đầu vào không bổ sung cacbon là - thấp nhất ở vị trí đầu vào có bổ sung cacbon là - tại các vị trí đầu vào khác biệt không có ý

Nồng độ N-NO3

nồng độ N-NO3 36.15mg/L và nồng độ N-NO3 36.09mg/L. Tuy nhiên nồng độ N-NO3 nghĩa thống kê (p>0.05).

Nồng độ nitrogen ở đầu vào có bổ sung cacbon giảm nhẹ so với đầu vào do cung cấp thêm nguồn cacbon từ bên ngoài nên đầu vào đã được pha loãng (lưu tốc của dung dịch pha bằng hóa chất 8L/giờ, lưu tốc của đường là 0.1L/giờ).

- chiếm phần lớn trong dung dịch nước + vẫn thải đầu ra và không có sự xuất hiện của đạm nitrite. Lượng đạm amon N-NH4 còn tồn tại trong nước thải đầu ra với nồng độ dao động trong khoảng từ 1.4 – 1.55mg/L và khác biệt không có ý nghĩa thống kê (p>0.05) so với vị trí đầu vào (1.5 - là 35.85mg/L giảm rất ít và – 1.63mg/L). Nồng độ TN là 41.26mg/L và N-NO3 khác biệt không có ý nghĩa thống kê (p>0.05) so với so các vị trí đầu vào bể cấp và đầu vào không bổ sung cacbon (nồng độ TN là 41.36 – 41.42mg/L) do các khối bê tông không có màng biofilm, dung dịch nước thải pha bằng hóa chất qua hệ thống và ra ngoài nhưng không được xử lý. Lượng đạm hòa tan trong dung dịch khác biệt không có ý nghĩa thống kê (p>0.05) so với vị trí đầu vào chứng tỏ vật liệu không có khả năng hấp phụ đạm.

Đầu ra nghiệm thức 1, đạm N-NO3

Theo nghiên cứu của Đoàn Thị Thúy Oanh (2005) và Phan Văn Tiến (2010), khi hệ thống hoạt động sử dụng các khối vật liệu không có màng sinh học (biofilm) trên bề mặt vật liệu và không cung cấp thêm nguồn cacbon từ bên ngoài thì nồng độ - ở đầu vào và đầu ra của hệ thống xử lí ít dao động, chứng tỏ hệ TN, TDN, N-NO3 thống xử lí nitrate không đạt hiệu quả.

Nhìn chung, kết quả thí nghiệm tại vị trí đầu ra nghiệm thức 1 tương tự với kết quả của những nghiên cứu trước đây chứng tỏ các khối vật liệu không có lớp màng sinh học (biofilm) và không cung cấp nguồn cacbon từ bên ngoài thì hệ thống không xử lý được nitrate.

Theo Lê Anh Kha (2003), để quá trình khử nitrate xảy ra thì cần bổ sung thêm nguồn cacbon từ bên ngoài hệ thống nhằm cung cấp năng lượng cho hoạt động của vi sinh vật.

Điều kiện cần thiết để khử nitrate là: Trước hết phải có quá trình nitrate hóa xảy ra và lượng nitrate đã được tích tụ khá lớn trong môi trường; cần phải có mặt nguồn cacbon hữu cơ có khả năng đồng hóa; quan hệ với không khí là thiếu khí (thiếu oxy) (Lương Đức Phẩm, 2007).

- và NH4

Do đó, ở nghiệm thức 2 khi sử dụng vật liệu có màng biofilm và cung cấp nguồn cacbon từ bên ngoài thì đầu ra không còn đạm nitrite và đạm amon, đạm - giảm mạnh, chỉ còn lại khoảng 0.47 – 0.87mg/L, khác biệt có ý nitrate N-NO3 nghĩa thống kê (p<0.05) so với vị trí đầu vào (36.18 – 36.24mg/L). Nồng độ TN cũng giảm mạnh so với vị trí đầu vào và còn lại khoảng 9.31 – 13.3mg/L (khác biệt có ý nghĩa thống kê so với đầu vào). Kết quả cho thấy vi sinh vật đã sử dụng hầu hết đạm nitrate cho quá trình hô hấp trả N2 tự do ra môi trường đồng thời loại nitrate ra khỏi hệ thống xử lý. Lượng TN còn lại trong hệ thống (khoảng 24%) phần lớn là các dạng đạm không hòa tan từ các tế bào vi sinh vật. Nồng độ các loại đạm hòa tan còn rất thấp, trong đó, không còn đạm nitrite và đạm amon, đạm nitrate chỉ còn khoảng 0.66mg/L. Điều này chứng tỏ hệ thống loại được hơn 98% đạm nitrate ra khỏi dung dịch nước thải pha bằng hóa chất và nồng độ TN giảm được hơn 76%. -/ngày. Nước Như vậy, với lưu tốc đầu vào 8L/giờ hệ thống xử lý được 7g N-NO3 thải đầu ra đạt quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về nước thải công nghiệp QCVN 40: 2011/BTNMT loại A khi tổng lưu lượng nước thải xả vào nguồn tiếp nhận lớn nhất (Kf = 0.9) nhưng lưu lượng dòng chảy (Kq = 0.9) hay dung tích (Kq = 0.6) nguồn tiếp nhận là nhỏ nhất.

Theo Phan Văn Tiến (2010), khi sử dụng các khối vật liệu có màng biofilm và cung cấp thêm lượng cacbon từ bên ngoài là đường saccarozo với nồng độ + 40mgC/L thì hệ thống đạt hiệu quả xử lý nitrate là 100%, nồng độ NO2 đầu ra đều không còn, nồng độ TN giảm được hơn 68%.

Theo Đoàn Thị Thúy Oanh (2005), khi có màng sinh học (biofilm) trên bề mặt vật liệu, cấp thêm một lượng methanol từ bên ngoài vói nồng độ khoảng -, nước thải đầu ra không còn đạm 60mgC/l thì hệ thống loại được 99.4% N-NO3 nitrite và đạm amon.

Kết quả thí nghiệm tại đầu ra nghiệm thức 2 tương tự với kết quả của những nghiên cứu trước đây. Khi vật liệu có màng sinh học trên bề mặt và cung cấp lượng đường saccarozo từ bên ngoài với nồng độ 40mg/L thì hệ thống loại được hơn 98% đạm nitrate N-NO3

Tóm lại, qua hoạt động xử lý của 2 nghiệm thức cho thấy: Với nghiệm thức sử dụng các khối vật liệu không có màng sinh học và không cung cấp cacbon từ bên ngoài thì không có hiệu quả trong việc làm giảm nồng độ nitrate. Đối với nghiệm thức sử dụng vật liệu có màng sinh học và bổ sung lượng cacbon từ bên ngoài thì nồng độ nitrate giảm hơn 98%, nồng độ lân giảm hơn 70% mặc dù đây không phải là hệ thống xử lý lân, kết quả cho thấy hiệu quả cua lớp màng sinh học (biofilm) trong việc loại nitrate ra khỏi hệ thống xử lý. Nước thải đầu ra đạt loại A theo quy chuẩn QCVN 40 : 2011/BTNMT.

CHƯƠNG 5

KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ

5.1 Kết luận

Hệ thống xử lí khi sử dụng vật liệu không có màng biofilm và không cung cấp thêm nguồn cacbon từ bên ngoài thì quá trình khử nitrate không đạt hiệu quả. Nồng độ nitrate đầu vào (36.15mg/L) và đầu ra (35.85mg/L) khác biệt không có ý nghĩa thống kê. Nước thải đầu ra vẫn còn tồn tại một lượng đạm amon khá cao (1.40 – 1.55mg/L).

Hệ thống thí nghiệm sử dụng vật liệu bám dính có màng sinh học (biofilm) và cung cấp thêm nguồn cacbon từ bên ngoài với nồng độ 40mg/L như nguồn năng lượng cung cấp cho vi sinh vật hoạt động thì hệ thống khử nitrate đạt hiệu quả hơn 98%, nước thải đầu ra không còn đạm nitrite và đạm amon, nồng độ TN giảm hơn -/ngày. 76%, với lưu tốc đầu vào 8L/giờ hệ thống có khả năng xử lý được 7g N-NO3 Nước thải đầu ra của hệ thống xử lý đạt quy chuẩn kỹ thuật quốc gia QCVN 40 : 2011/BTNMT.

5.2 Kiến nghị

Tiếp tục thí nghiệm với nguồn cấp là nước thải từ các xí nghiệp chế biến thủy hải sản, lò giết mổ gia súc hoặc nước thải của các trại chăn nuôi... thay vì dùng dung dịch pha từ các hóa chất như trên.

Hệ thống xử lý khi được bổ sung cacbon từ bên ngoài thì đạt hiệu suất khử nitrate cao, tuy nhiên nước thải đầu ra vẫn còn đục và chứa một lượng vi sinh vật khá cao do đó nước thải đầu ra cần chứa lại trong bể lắng hoặc bể sục khí để làm giảm độ đục và mật số vi sinh vật trước khi thải ra môi trường.

Tạo hệ thống sục khí tự động để hoàn nguyên vật liệu khi lớp màng biofilm

tăng sinh quá mức giúp hệ thống xử lý hoạt động ổn định và đạt hiệu quả cao hơn.

TÀI LIỆU THAM KHẢO

Lê Văn Cát, 2007. Xử lý nước thải giàu Nitơ và Photpho. NXB Khoa học tự nhiên

và công nghệ.

Đặng Kim Chi, 1996. Hóa học môi trường. NXB Khoa học và Kỹ thuật.

Đỗ Hồng Lan Chi, Lâm Minh Triết, 2005. Vi sinh vật môi trường. NXB Đại học

Quốc Gia Thành phố Hồ Chí Minh.

Nguyễn Lân Dũng, Nguyễn Đình Quyến, Phạm Văn Ty, 2001. Vi sinh vật học.

NXB Giáo Dục.

Trần Đức Hạ, 2002. Xử lý nước thải sinh hoạt qui mô nhỏ và vừa. NXB KH&KT.

Lê Anh Kha, Masayuki Seto, 2003. Sử dụng hạt đất nung và khối bê tông để loại bỏ

lân và đạm trong nước thải. Tạp chí Khoa học Đại học Cần Thơ, 2003.

Lê Anh Kha, Phạm Việt Nữ, Cô Thị Kính, 2003. Sử dụng vật liệu địa phương để loại đạm và lân trong nước thải chế biến thủy sản. Kỷ yếu Hội nghị khoa học 2013. Trường Đại học Cần Thơ.

Trịnh Xuân Lai, 2000. Tính toán thiết kế các công trình xử lí nước thải.

Hồ Mỹ Loan, 2007. So sánh hiệu quả xử lý nước thải giữa hệ thống thí nghiệm tự chế và hệ thống xử lý của Công ty cổ phần thủy sản Cafatex. Luận văn tốt nghiệp Đại học. Trường Đại học Cần Thơ.

Nguyễn Đức Lượng, 2000. Công nghệ vi sinh vật. NXB Đại học Quốc Gia Thành

phố Hồ Chí Minh.

Nguyễn Đức Lượng, Nguyễn Thị Thuỳ Dương, 2003. Công nghệ sinh học môi

trường. NXB Đại học Quốc Gia Thành phố Hồ Chí Minh.

Huỳnh Thị Ngọc Lưu, Nguyễn Thị Thu Vân, 2007. Vi sing vật môi trường. Giáo

trình lưu hành nội bộ.

Đoàn Ngọc Minh, 2007. Sử dụng vật liệu tự chế để loại nitrate trong nước thải.

Luận văn tốt nghiệp Đại học. Trường Đại học Cần Thơ.

Bùi Thị Nga, 2006. Giáo trình Quản lý môi trường đô thị và khu công nghiệp, Tủ

Sách Đại Học Cần Thơ.

Bùi Thị Nga, 2008. Ảnh hưởng của nước thải khu công nghiệp Trà Nóc đối với thủy vực lân cận Thành phố Cần Thơ. Tạp chí Khoa học Đại học Cần Thơ 2008:9, 194-201.

Trần Văn Nhân, Ngô Thị Nga, 1999. Giáo trình công nghệ xử lý nước thải bằng

biện pháp sinh học. NXB Giáo Dục Hà Nội.

Trần Hiếu Nhuệ, 1999. Thoát nước và xử lý nước thải công nghiệp. NXB Khoa Học

Kỹ Thuật.

Lương Đức Phẩm, 2007. Công nghệ xử lý nước thải bằng biện pháp sinh học. NXB

Giáo Dục.

Nguyễn Văn Tố, 1999. Sổ tay xử lý nước thải. NXB Xây Dựng.

Trần Cẩm Vân, 2002. Vi sinh vật môi trường. NXB Đại học Quốc Gia Hà Nội.

Lê Hoàng Việt, 2005. Các phương pháp xử lý nước thải. Đại học Cần Thơ.

Lee at al, 2002. Molecular characterization of microbial community in nitrate

removing activated sludge, FEMS Microb. Ecol.,41(2002), pp 85-94.

http://aquasaigon.org/index.php?threads/biofilm-mang-sinh-hoc.76/

PHỤ LỤC

Phụ lục 1: Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về nước thải công nghiệp (QCVN 40: 2011/BTNMT)

1. QUY ĐỊNH CHUNG

1.1. Phạm vi điều chỉnh

Quy chuẩn này quy định giá trị tối đa cho phép của các thông số ô nhiễm trong nước thải công nghiệp khi xả ra nguồn tiếp nhận n ước thải.

1.2. Đối tượng áp dụng

1.2.1. Quy chuẩn này áp dụng đối với tổ chức, cá nhân liên quan đến hoạt động xả

nước thải công nghiệp ra nguồn tiếp nhận nước thải.

1.2.2. Nước thải công nghiệp của một số ngành đặc thù được áp dụng theo quy

chuẩn kỹ thuật quốc gia riêng.

1.2.3. Nước thải công nghiệp xả vào hệ thống thu gom của nhà máy xử lý nước thải tập trung tuân thủ theo quy định của đơn vị quản lý và vận hành nhà máy xử lý nước thải tập trung.

1.3. Giải thích thuật ngữ

Trong Quy chuẩn này, các thuật ngữ dưới đây được hiểu như sau:

1.3.1. Nước thải công nghiệp là nước thải phát sinh từ quá trình công nghệ của cơ sở sản xuất, dịch vụ công nghiệp (sau đây gọi chung l à cơ sở công nghiệp), từ nhà máy xử lý nước thải tập trung có đấu nối nước thải của cơ sở công nghiệp.

1.3.2. Nguồn tiếp nhận nước thải là: hệ thống thoát nước đô thị, khu dân cư; sông, suối, khe, rạch; kênh, mương; hồ, ao, đầm; vùng nước biển ven bờ có mục đích sử dụng xác định.

2. QUY ĐỊNH KỸ THUẬT

2.1. Giá trị tối đa cho phép của các thông số ô nhiễm trong nước thải công nghiệp khi

xả vào nguồn tiếp nhận nước thải

2.1.1. Giá trị tối đa cho phép của các thông số ô nhiễm trong nước thải công nghiệp

khi xả vào nguồn tiếp nhận nước thải được tính toán như sau:

Cmax = C. Kq.Kf

Trong đó:

- Cmax là giá trị tối đa cho phép của thông số ô nhiễm trong n ước thải công nghiệp khi xả vào nguồn tiếp nhận nước thải.

- C là giá trị của thông số ô nhiễm trong nước thải công nghiệp quy định tại Bảng 1 ;

- Kq là hệ số nguồn tiếp nhận nước thải quy định tại mục 2.3 ứng với lưu lượng dòng chảy của sông, suối, khe, rạch; kênh, mương; dung tích của hồ, ao, đầm; mục đích sử dụng của vùng nước biển ven bờ;

- Kf là hệ số lưu lượng nguồn thải quy định tại mục 2.4 ứng với tổng lưu lượng nước thải của các cơ sở công nghiệp khi xả vào nguồn tiếp nhận nước thải;

2.1.2. Áp dụng giá trị tối đa cho phép Cmax = C (không áp dụng hệ số Kq và Kf) đối với các thông số: nhiệt độ, màu, pH, coliform, Tổng hoạt độ phóng xạ α, Tổng hoạt độ phóng xạ β.

2.1.3. Nước thải công nghiệp xả vào hệ thống thoát nước đô thị, khu dân cư chưa có

nhà máy xử lý nước thải tập trung thì áp dụng giá trị Cmax = C quy định tại cột B Bảng 1.

2.2. Giá trị C của các thông số ô nhiễm trong nước thải công nghiệp được quy định tại Bảng 1

Bảng 1: Giá trị C của các thông số ô nhiễm trong nước thải công nghiệp

Giá trị C

Thông số

Đơn vị

Thuỷ ngân

1 Nhiệt độ 2 Màu 3 4 BOD5 (20oC) 5 COD 6 Chất rắn lơ lửng 7 Asen 8 9 Chì 10 Cadimi 11 Crom (VI) 12 Crom (III) 13 Đồng 14 Kẽm 15 Niken 16 Mangan 17 Sắt 18 Tổng xianua 19 Tổng phenol 20 Tổng dầu mỡ khoán g 21 Sunfua 22 Florua 23 Amoni (tính theo N) 24 Tổng nitơ 25 Tổng phốt pho (tính theo P )

oC Pt/Co - mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l

A 40 50 6 - 9 30 75 50 0,05 0,005 0,1 0,05 0,05 0,2 2 3 0,2 0,5 1 0,07 0,1 5 0,2 5 5 20 4

B 40 150 5,5 - 9 50 150 100 0,1 0,01 0,5 0,1 0,1 1 2 3 0,5 1 5 0,1 0,5 10 0,5 10 10 40 6

mg/l

500

1000

Clorua (không áp dụng khi xả vào nguồn nước mặn, nước lợ)

mg/l mg/l

1 0,05

2 0,1

mg/l

0,3

27 Clo dư 28 Tổng hoá chất bảo vệ thực vật clo hữu cơ Tổng hoá chất bảo vệ thực vật phốt pho hữu cơ 30 Tổng PCB 31 Coliform

mg/l Vi khuẩn/100ml

0,003 3000

0,01 5000

32 Tổng hoạt độ phóng xạ α 33 Tổng hoạt độ phóng xạ β

Bq/l Bq/l

0,1 1.0

Cột A Bảng 1 quy định giá trị C của các thông số ô nhiễm trong nước thải công

nghiệp khi xả vào nguồn nước được dùng cho mục đích cấp nước sinh hoạt;

Cột B Bảng 1 quy định giá trị C của các thông số ô nhiễm trong nước thải công

nghiệp khi xả vào nguồn nước không dùng cho mục đích cấp nước sinh hoạt;

Mục đích sử dụng của nguồn tiếp nhận nước thải được xác định tại khu vực tiếp nhận nước thải.

2.3. Hệ số nguồn tiếp nhận n ước thải Kq

2.3.1.Hệ số Kq ứng với l ưu lượng dòng chảy của sông, suối, khe, rạch; kênh,

mương được quy định tại Bảng 2 dưới đây:

Bảng 2: Hệ số Kq ứng với lưu lượng dòng chảy của nguồn tiếp nhận nước thải

Hệ số Kq

Lưu lượng dòng chảy của nguồn tiếp nhận nước thải (Q) Đơn vị tính: mét khối/giây (m3/s) Q ≤ 50 50 < Q ≤ 200 200 < Q ≤ 500 Q > 500

0,9 1 1,1 1,2

Q được tính theo giá trị trung bình lưu lượng dòng chảy của nguồn tiếp nhận nước thải 03 tháng khô kiệt nhất trong 03 năm liên tiếp (số liệu của cơ quan Khí tượng Thuỷ văn).

2.3.2. Hệ số Kq ứng với dung tích của nguồn tiếp nhận nước thải là hồ, ao, đầm

được quy định tại Bảng 3 dưới đây:

Bảng 3: Hệ số Kq ứng vớidung tích của nguồn tiếp nhận nước thải

Hệ số Kq

Dung tích nguồn tiếp nhận nước thải (V) Đơn vị tính: mét khối (m3) V ≤ 10 x 106 10 x 106 < V ≤ 100 x 106 V > 100 x 106

0,6 0,8 1,0

V được tính theo giá trị trung bình dung tích của hồ, ao, đầm tiếp nhận nước thải 03 tháng khô kiệt nhất trong 03 năm liên tiếp (số liệu của cơ quan Khí tượng Thuỷ văn).

2.3.3. Khi nguồn tiếpnhận nước thải không có số liệu về lưu lượng dòng chảy của sông, suối, khe, rạch, kênh, mương thì áp dụng Kq = 0,9; hồ, ao, đầm không có số liệu về dung tích thì áp dụng Kết quả = 0,6.

2.3.4. Hệ số Kq đối với nguồn tiếp nhận nước thải là vùng nước biển ven bờ, đầm

phá nước mặn và nước lợ ven biển.

Vùng nước biển ven bờ dùng cho mục đích bảo vệ thuỷ sinh, thể thao v à giải trí dưới nước, đầm phá nước mặn và nước lợ ven biển áp dụng Kq = 1.

Vùng nước biển ven bờ không dùng cho mục đích bảo vệ thuỷ sinh, thể thao hoặc giải trí dưới nước áp dụng Kq = 1,3.

2.4. Hệ số lưu lượng nguồn thải Kf

Hệ số lưu lượng nguồn thải Kf được quy định tại Bảng 4 d ưới đây:

Bảng 4: Hệ số lưu lượng nguồn thải Kf

Hệ số Kf

Lưu lượng nguồn thải (F ) Đơn vị tính: mét khối/ng ày đêm (m3/24h) F ≤ 50 50 < F ≤ 500 500 < F ≤ 5.000 F > 5.000

1,2 1,1 1,0 0,9

Lưu lượng nguồn thải F được tính theo lưu lượng thải lớn nhất nêu trong Báo cáo

đánh giá tác động môi trường, Cam kết bảo vệ môi trường hoặc Đề án bảo vệ môi trường.

3. PHƯƠNG PHÁP XÁC Đ ỊNH

3.1. Lấy mẫu để xác định chất lượng nước thải áp dụng theo hướng dẫn của các tiêu

chuẩn quốc gia sau đây :

- TCVN 6663-1:2011 (ISO 5667-1:2006) – Chất lượng nước – Phần 1: Hướng dẫn

lập chương trình lấy mẫu và kỹ thuật lấy mẫu;

- TCVN 6663-3:2008 (ISO 5667-3: 2003) - Chất lượng nước - Lấy mẫu. Hướng

dẫn bảo quản và xử lý mẫu;

- TCVN 5999:1995 (ISO 5667 -10: 1992) - Chất lượng nước - Lấy mẫu. Hướng dẫn

lấy mẫu nước thải.

3.2. Phương pháp xác định giá trị các thông số kiểm soát ô nhiễm trong nước thải công

nghiệp thực hiện theo các tiêu chuẩn quốc gia và quốc tế sau đây:

- TCVN 4557:1988 Chất lượng nước - Phương pháp xác định nhiệt độ;

- TCVN 6492:2011 (ISO 10523:2008) Chất lượng nước - Xác định pH ;

- TCVN 6185:2008 - Chất lượng nước - Kiểm tra và xác định màu sắc;

- TCVN 6001-1:2008 (ISO 5815-1:2003), Chất lượng nước – Xác định nhu cầu oxy sinh hóa sau n ngày (BODn) – Phần 1: Phương pháp pha loãng và cấy có bổ sung allylthiourea ;

- TCVN 6001-2:2008 (ISO 5815-2:2003), Chất lượng nước – Xác định nhu cầu oxy

sinh hóa sau n ngày (BODn) – Phần 2: Phương pháp dùng cho m ẫu không pha loãng;

- TCVN 6491:1999 (ISO 6060:1989) Chất lượng nước - Xác định nhu cầu oxy hoá

học (COD) ;

- TCVN 6625:2000 (ISO 11923:1997) Chất lượng nước - Xác định chất rắn lơ lửng

bằng cách lọc qua cái lọc sợi thuỷ tinh;

- TCVN 6626:2000 Chất lượng nước - Xác định asen - Phương pháp đo ph ổ hấp

thụ nguyên tử (kỹ thuật hydro);

- TCVN 7877:2008 (ISO 5666:1999) Chất lượng nước - Xác định thuỷ ngân;

- TCVN 6193:1996 Chất lượng nước - Xác định coban, niken, đồng, kẽm, cadimi

và chì. Phương pháp trắc phổ hấp thụ nguyên tử ngọn lửa;

- TCVN 6222:2008 Chất lượng nước - Xác định crom - Phương pháp đo ph ổ hấp

thụ nguyên tử;

- TCVN 6658:2000 Chất lượng nước – Xác định crom hóa trị sáu – Phương pháp

trắc quang dùng 1,5 – diphenylcacbazid ;

- TCVN 6002:1995 Chất lượng nước – Xác định mangan – Phương pháp trắc quang

dùng formaldoxim;

- TCVN 6177:1996 Chất lượng nước – Xác định sắt bằng phương pháp trắc phổ

dùng thuốc thử 1,10- phenantrolin;

- TCVN 6665:2011 (ISO 11885:2007) Chất lượng nước- Xác định nguyên tố chọn

lọc bằng phổ phát xạ quang Plasma cặp cảm ứng ( ICP-OES) ;

- TCVN 6181:1996 (ISO 6703 -1:1984) Chất lượng nước - Xác định xianua tổng;

- TCVN 6494-1:2011 (ISO 10304 -1:2007) Chất lượng nước – Xác định các anion hòa tan bằng phương pháp sắc kí lỏng ion – Phần 1: Xác định bromua, clorua, florua, nitrat, nitr it, phosphat và sunphat hòa tan;

- TCVN 6216:1996 (ISO 6439:1990) Chất lượng nước - Xác định chỉ số phenol -

Phương pháp trắc phổ dùng 4-aminoantipyrin sau khi chưng cất;

- TCVN 6199-1:1995 (ISO 8165/1:1992) Chất lượng nước- Xác định các phenol

đơn hoá trị lựa chọn. Phần 1: Phương pháp sắc ký khí sau khi làm giàu bằng chiết;

- TCVN 5070:1995 Chất lượng nước - Phương pháp khối lượng xác định dầu mỏ

và sản phẩm dầu mỏ;

- TCVN 7875:2008 Nước – Xác định dầu và mỡ – Phương pháp chiếu hồng ngoại;

- TCVN 6637:2000 (ISO 10530:1992) Chất lượng nước-Xác định sunfua hoà tan-

Phương pháp đo quang dùng metylen xanh ;

- TCVN 5988:1995 (ISO 5664:1984) Chất lượng nước - Xác định amoni - Phương

pháp chưng cất và chuẩn độ;

- TCVN 6620:2000 Chất lượng nước - Xác định amoni - Phương pháp điện thế;

- TCVN 6638:2000 Chất lượng nước - Xác định nitơ - Vô cơ hóa xúc tác sau khi kh

ử bằng hợp kim Devarda;

- TCVN 6202:2008 (ISO 6878:2004) Chất lượng nước - Xác định phôt pho -

Phương pháp đo ph ổ dùng amoni molipdat ;

- TCVN 8775:2011 Chất lượng nước - Xác định coliform tổng số - Kỹ thuật màng

lọc;

- TCVN 6187-1:2009 (ISO 9308-1: 2000) Chất lượng nước - Phát hiện và đếm

Escherichia coli và vi khuẩn coliform. Phần 1: Phương pháp lọc màng;

- TCVN 6187-2:1996 (ISO 9308 -2:1990(E)) Chất lượng nước - Phát hiện và đếm vi khuẩn coliform, vi khuẩn coliform chịu nhiệt và escherichia coli giả định. Phần 2: Phương pháp nhiều ống (số có xác suất cao nhất);

- TCVN 6225-3:2011 (ISO 7393-3:1990) Chất lượng nước - Xác định clo tự do và

clo tổng số. Phần 3 – Phương pháp chuẩn độ iot xác định clo tổng số ;

- TCVN 7876:2008 Nước – Xác định hàm lượng thuốc trừ sâu clo hữu cơ - Phương

pháp sắc ký khí chiết lỏng-lỏng;

- TCVN 8062:2009 Xác định hợp chất phospho hữu cơ bằng sắc ký khí - Kỹ thuật

cột mao quản;

- TCVN 6053:2011 Chất lượng nước - Đo tổng hoạt độ phóng xạ anpha trong nước

không mặn - Phương pháp nguồn dày;

- TCVN 6219:2011 Chất lượng nước - Đo tổng hoạt độ phóng xạ beta trong nước

không mặn.

3.3. Chấp nhận các phương pháp phân tích hướng dẫn trong các tiêu chuẩn quốc gia và quốc tế có độ chính xác tương đương hoặc cao hơn các tiêu chuẩn viện dẫn ở mục 3.2. v à các tiêu chuẩn quốc gia, quốc tế mới ban hành nhưng chưa được viện dẫn trong quy chuẩn này.

4. TỔ CHỨC THỰC HIỆN

4.1. Quy chuẩn này áp dụng thay thế QCVN 24:2009/BTNMT - Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về nước thải công nghiệp ban hành kèm theo Thông tư số 25/2009/TT-BTNMT ngày 16 tháng 11 năm 2009 của Bộ trưởng Bộ Tài nguyên và Môi trường quy định Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về môi trường.

4.2. UBND các tỉnh, thành phố trực thuộc trung ương công bố mục đích sử dụng nguồn nước và Hệ số Kq trong quy hoạch sử dụng nguồn nước và phân vùng tiếp nhận nước thải.

4.3. Cơ quan quản lý nhà nước về môi trường căn cứ vào đặc điểm, tính chất của nước thải công nghiệp và mục đích sử dụng của nguồn tiếp nhận để lựa chọn các thông số ô nhiễm đặc trưng và giá trị cơ bản (giá trị C) quy định tại Bảng 1 trong việc kiểm soát ô nhiễm môi trường.

4.4. Trường hợp các tiêu chuẩn quốc gia viện dẫn trong Quy chuẩn này sửa đổi, bổ

sung hoặc thay thế thì áp dụng theo tiêu chuẩn mới.

Phụ lục 2: Kết quả so sánh sự khác biệt các chỉ tiêu hóa học tại các vị trí thu mẫu

2.1 So sánh COD tại các vị trí thu mẫu

15 25.7067 40.3915 157.125% 4.27 105.15 100.88 2.63312 0.702368

Sum of Squares Df Mean Square F-Ratio 22835.6 5.05187 22840.7

5708.91 4 10 0.505187 14

11300.59

P-Value 0.0000

4.72667 X 5.37667 X X 5.41 9.34667 X 103.673 X

3 3 3 3 3

Contrast Sig. Difference 0.0333333 1 - 2 -98.2633 1 - 3 0.683333 1 - 4 -3.93667 1 - 5 -98.2967 2 - 3 0.65 2 - 4 2 - 5 -3.97 3 - 4 3 - 5 4 - 5

<* <* <* <* <* 98.9467 <* 94.3267 <*

-4.62

Summary Statistics for COD Count Average Standard deviation Coeff. of variation Minimum Maximum Range Stnd. skewness Stnd. kurtosis ANOVA Table for COD by VT Source Between groups Within groups Total (Corr.) Multiple Range Tests for COD by VT Method: 95.0 percent Duncan VT Count Mean Homogeneous Groups 4 2 1 5 3

* denotes a statistically significant difference.

2.2 So sánh TN tại các vị trí thu mẫu

15 35.0407 13.0338 37.1962% 9.31 41.51 32.2 -2.64474 0.713041

P-Value

Summary Statistics for TN Count Average Standard deviation Coeff. of variation Minimum Maximum Range Stnd. skewness Stnd. kurtosis ANOVA Table for TN by VT Source Between groups Within groups Total (Corr.)

Sum of Squares Df Mean Square 2377.79 0.523867 2378.32

4 594.448 10 0.0523867 14

F-Ratio 11347.32 0.0000

3 3 3 3 3

X 9.86 X 41.26 X 41.3 X 41.36 41.4233 X

Multiple Range Tests for TN by VT Method: 95.0 percent Duncan VT Count Mean Homogeneous Groups 5 4 3 2 1

Contrast Sig. Difference 0.0633333 1 - 2 0.123333 1 - 3 1 - 4 0.163333 <* 31.5633 1 - 5 0.06 2 - 3 2 - 4 0.1 <* 31.5 2 - 5 3 - 4 0.04 <* 31.44 3 - 5 <* 31.4 4 - 5 * denotes a statistically significant difference.

- tại các vị trí thu mẫu

2.3 So sánh NO3

15 28.9953 14.6682 50.5881% 0.47 36.32 35.85 -2.64277 0.708979

P-Value

- by VT Sum of Squares Df Mean Square F-Ratio 4 752.947 3011.79 10 0.0391533 0.391533 14 3012.18

19230.73 0.0000

- by VT

Homogeneous Groups

0.656667 X 35.8533 X 36.0867 X 36.1467 X 36.2333 X

3 3 3 3 3

0.233333

Summary Statistics for NO3 Count Average Standard deviation Coeff. of variation Minimum Maximum Range Stnd. skewness Stnd. kurtosis ANOVA Table for NO3 Source Between groups Within groups Total (Corr.) Multiple Range Tests for NO3 Method: 95.0 percent Duncan VT Count Mean 5 4 3 2 1

Contrast Sig. Difference 0.0866667 1 - 2 0.146667 1 - 3 0.38 1 - 4 <* 35.5767 1 - 5 0.06 2 - 3 2 - 4 0.293333 <* 35.49 2 - 5 3 - 4 <* 35.43 3 - 5 <* 35.1967 4 - 5

* denotes a statistically significant difference.

+ tại các vị trí thu mẫu

15 1.21733 0.632811

51.9834%

0.0 1.63 1.63 -2.58624 0.659778

+ by VT Sum of Squares Df Mean Square F-Ratio P-Value 1.39176 4 5.56703 10 0.00392667 0.0392667 14 5.60629

0.0000

354.44

+ by VT

X 0.0 X 1.5 X 1.5 1.51667 X X 1.57

3 3 3 3 3

0.0166667 0.0166667

Contrast Sig. Difference 0.0533333 1 - 2 0.07 1 - 3 1 - 4 0.07 <* 1.57 1 - 5 2 - 3 2 - 4 <* 1.51667 2 - 5 3 - 4 0.0 <* 1.5 3 - 5 <* 1.5 4 - 5

2.4 So sánh NH4 Summary Statistics for NH4 Count Average Standard deviation Coeff. of variation Minimum Maximum Range Stnd. skewness Stnd. kurtosis ANOVA Table for NH4 Source Between groups Within groups Total (Corr.) Multiple Range Tests for NH4 Method: 95.0 percent Duncan VT Count Mean Homogeneous Groups 5 3 4 2 1

* denotes a statistically significant difference.

2.5 So sánh TP tại các vị trí thu mẫu

15 0.13095 0.242905 185.494% -0.391618 0.337238 0.728856 -2.37208 0.613611

Summary Statistics for cosr(TP) Count Average Standard deviation Coeff. of variation Minimum Maximum Range Stnd. skewness Stnd. kurtosis ANOVA Table for cosr(TP) by VT Source Between groups Within groups Total (Corr.)

Sum of Squares Df Mean Square F-Ratio P-Value 0.195816 0.783263 0.0427786 0.826041

4 10 0.00427786 14

0.0000

45.77

Homogeneous Groups

3 3 3 3 3

-0.31922 X 0.175945 X 0.237998 X 0.264033 X 0.295995 X

-0.0260353 -0.0579968

-0.0319615

Contrast Sig. Difference -0.0620532 1 - 2 -0.0880886 1 - 3 1 - 4 -0.12005 <* 0.495165 1 - 5 2 - 3 2 - 4 <* 0.557218 2 - 5 3 - 4 <* 0.583253 3 - 5 <* 0.615215 4 - 5

Multiple Range Tests for cosr(TP) by VT Method: 95.0 percent Duncan VT Count Mean 5 1 2 3 4

* denotes a statistically significant difference.

2.6 So sánh TDP tại các vị trí thu mẫu

15 2.70405 1.29879 48.0314% 0.211478 3.85227 3.64079 -2.29155 0.420408

Sum of Squares Df Mean Square F-Ratio P-Value 22.7072 0.908859 23.6161

4 5.67681 10 0.0908859 14

0.0000

62.46

0.26555 X 3.05804 X 3.26477 X 3.36076 X 3.57112 X

3 3 3 3 3

Contrast Sig. Difference 0.210359 1 - 2 0.306355 1 - 3 1 - 4 0.513085 <* 3.30557 1 - 5 0.095996 2 - 3 2 - 4 0.302727 <* 3.09521 2 - 5 0.206731 3 - 4 <* 2.99922 3 - 5 <* 2.79249 4 - 5

Summary Statistics for tanr(TDP) Count Average Standard deviation Coeff. of variation Minimum Maximum Range Stnd. skewness Stnd. kurtosis ANOVA Table for tanr(TDP) by VT Source Between groups Within groups Total (Corr.) Multiple Range Tests for tanr(TDP) by VT Method: 95.0 percent Duncan VT Count Mean Homogeneous Groups 5 4 3 2 1

* denotes a statistically significant difference.

3- tại các vị trí thu mẫu

2.7 So sánh PO4

15 2.06333 0.697646 33.8116% 0.68 2.45 1.77 -2.63729 0.710566

3- by VT

2385.56 0.0000

Sum of Squares Df Mean Square F-Ratio P-Value 6.8068 0.00713333 6.81393

4 1.7017 10 0.000713333 14

3- by VT

Summary Statistics for PO4 Count Average Standard deviation Coeff. of variation Minimum Maximum Range Stnd. skewness Stnd. kurtosis ANOVA Table for PO4 Source Between groups Within groups Total (Corr.) Multiple Range Tests for PO4 Method: 95.0 percent Duncan VT Count Mean

Homogeneous Groups

3 3 3 3 3

0.716667 X X 2.36667 XX 2.39333 XX 2.41333 X 2.42667

0.0266667

Contrast Sig. Difference 0.0133333 1 - 2 1 - 3 0.0333333 1 - 4 1 - 5 2 - 3 2 - 4 2 - 5 3 - 4 3 - 5 4 - 5

<* 0.06 <* 1.71 0.02 0.0466667 <* 1.69667 <* 1.67667 <* 1.65

5 4 3 2 1

* denotes a statistically significant difference.

Phụ lục 3: Hình ảnh bể phản ứng khi sử dụng vật liệu có màng biofilm và không có màng biofilm.

Bể phản ứng khi sử dụng vật liệu có màng biofilm

Bể phản ứng khi sử dụng vật liệu không có màng biofilm