ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN

LÊ THẾ NAM

NGHIÊN CỨU QUÁ TRÌNH CHUYỂN HÓA

NITƠ TRONG XỬ LÝ NƯỚC THẢI

BẰNG PHƯƠNG PHÁP SINH HỌC

YẾM KHÍ VÀ HIẾU KHÍ

LUẬN VĂN THẠC SỸ KHOA HỌC

Hà Nội – 2014

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN LÊ THẾ NAM

NGHIÊN CỨU QUÁ TRÌNH CHUYỂN HÓA NITƠ

TRONG XỬ LÝ NƯỚC THẢI

BẰNG PHƯƠNG PHÁP SINH HỌC

YẾM KHÍ VÀ HIẾU KHÍ

Chuyên ngành: Hóa môi trường

Mã số: 60440120

LUẬN VĂN THẠC SỸ KHOA HỌC

NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC:

PGS. TS. TRỊNH LÊ HÙNG

Hà Nội – 2014

Lời cảm ơn

Luận văn này được thực hiện tại bộ môn Hoá môi trường - khoa Hoá -

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên - Đại học Quốc Gia Hà Nội

Tôi xin bày tỏ lòng biết ơn chân thành đến PGS.TS. Trịnh Lê Hùng,

người thầy đã tận tình hướng dẫn và giúp đỡ tôi trong suốt quá trình học tập và

nghiên cứu.

Tôi cũng xin bày tỏ lòng biết ơn đến các thầy cô trong bộ môn Hoá môi

trường, các bạn và các em trong phòng thí nghiệm Bộ môn Hóa công nghệ đã

tạo mọi điều kiện, giúp đỡ tôi hoàn thành đề tài nghiên cứu này.

Hà Nội, tháng 7 năm 2014

Học viên

Lê Thế Nam

DANH MỤC CÁC BẢNG

Trang

Bảng 1.1. Một số vi khuẩn sinh axit hữu cơ …………......................………………..41

Bảng 1.2. Một số vi khuẩn sinh metan …………….…………................................…42

Bảng 2.1. Kết quả xây dựng đường chuẩn của amoni...............................................…51

Bảng 2.2. Kết quả xây dựng đường chuẩn của nitrit……….................……..........…..54

3-……………….........................................60

Bảng 2.3. Kết quả xây dựng đường chuẩn của nitrat……….……...............................57

Bảng 2.4. Kết quả dựng đường chuẩn PO4

Bảng 3.1. Kết quả thí nghiệm yếm khí lần 1…….............................…………............63

Bảng 3.2. Kết quả thí nghiệm yếm khí lần 2 ……………............................................63

Bảng 3.3. Kết quả trung bình thí nghiệm xử lý yếm khí………...........………............64

Bảng 3.4. Kết quả thí nghiệm hiếu khí lần 1…………..........................……..........….68

Bảng 3.5. Kết quả thí nghiệm hiếu khí lần 2…...............................…………..........…69

Bảng 3.6. Kết quả trung bình thí nghiệm xử lý hiếu khí………...................................69

- qua các ngày….............79

Bảng 3.7. Kết quả thí nghiệm yếm khí và hiếu khí trong 4 ngày…...…...............……75

+, NO2

-, NO3

Bảng 3.8. Phần trăm N chuyển hóa thành NH4

Bảng 3.9. Kết quả thí nghiệm yếm khí trước trong 3 ngày, sau đó tiếp tục xử lý hiếu

khí trong 3 ngày và ngược lại....……........................................................................…80

DANH MỤC CÁC HÌNH VẼ

Trang

Hình 1.1. Sự phụ thuộc của nồng độ Clo dư trong nước vào nồng độ Clo xử lí nước có

và không có NH3...........................................................................................................13

Hình 1.2. Vi khuẩn Nitrosomonas ................................................................................18

Hình 1.3. Vi khuẩn Nitrobacter ....................................................................................18

Hình 1.4. Vi khuẩn Bacillus..........................................................................................20

Hình 1.5. Vi khuẩn Pseudomonas.................................................................................20

Hình 1.6. Cơ chế sinh hóa giả thiết của phản ứng Anammox.......................................27

Hình 1.7. Vi khuẩn Anammox Candidatus Brocadia....................................................28

Hình 1.8. Chu trình N trong tự nhiên ...........................................................................35

Hình 1.9. Chuyển hóa các hợp chất nitơ trong xử lý sinh học......................................46

Hình 2.1. Phương trình đường chuẩn của amoni..........................................................51

Hình 2.2. Phương trình đường chuẩn của nitrit.............................................................55

Hình 2.3. Phương trình đường chuẩn của nitrat............................................................58

Hình 2.4. Phương trình đường chuẩn của photphat.......................................................60

Hình 3.1. Sự thay đổi COD (mg/l) trong thí nghiệm yếm khí......................................64

Hình 3.2. Sự thay đổi nồng độ amoni trong thí nghiệm yếm khí..................................65

Hình 3.3. Sự thay đổi nồng độ nitrit trong thí nghiệm yếm khí....................................66

Hình 3.4. Sự thay đổi nồng độ nitrat trong thí nghiệm yếm khí...................................67

Hình 3.5. Sự thay đổi nồng độ photphat trong thí nghiệm yếm khí..............................68

Hình 3.6. Sự thay đổi COD (mg/l) trong thí nghiệm hiếu khí......................................70

Hình 3.7. Sự thay đổi nồng độ amoni trong thí nghiệm hiếu khí..................................71

Hình 3.8. Sự thay đổi nồng độ nitrit trong thí nghiệm hiếu khí....................................72

Hình 3.9. Sự thay đổi nồng độ nitrat trong thí nghiệm hiếu khí...................................73

Hình 3.10. Sự thay đổi nồng độ photphat trong thí nghiệm hiếu khí............................74

Hình 3.11. Sự thay đổi COD (mg/l) trong thí nghiệm yếm khí và hiếu khí 4 ngày .....75

Hình 3.12. Sự thay đổi nồng độ amoni trong thí nghiệm yếm khí và hiếu khí 4 ngày.76

Hình 3.13. Sự thay đổi nồng độ nitrit trong thí nghiệm yếm khí và hiếu khí 4 ngày....77

Hình 3.14. Sự thay đổi nồng độ nitrat trong thí nghiệm yếm khí và hiếu khí 4 ngày...77

Hình 3.15. Sự thay đổi nồng độ photphat trong thí nghiệm yếm khí và hiếu khí 4

ngày................................................................................................................................78

Hình 3.16. Sự thay đổi COD (mg/l) trong thí nghiệm kết hợp hiếu khí và yếm khí.....81

Hình 3.17. Sự thay đổi nồng độ amoni trong thí nghiệm kết hợp hiếu khí và yếm

khí...................................................................................................................................82

Hình 3.18. Sự thay đổi nồng độ nitrit trong thí nghiệm kết hợp hiếu khí và yếm

khí...................................................................................................................................82

Hình 3.19. Sự thay đổi nồng độ nitrat trong thí nghiệm kết hợp hiếu khí và yếm

khí...................................................................................................................................83

Hình 3.20. Sự thay đổi nồng độ photphat trong thí nghiệm kết hợp yếm khí và hiếu khí

........................................................................................................................................84

DANH MỤC CHỮ VIẾT TẮT

Kí hiệu Tên tiếng Anh Tên tiếng Việt

-------------------------------------------------------------------------------------------------

AOB Ammonium oxidizing bacteria Vi khuẩn oxi hóa amoni

BOD Biochemical Oxygen Demand Nhu cầu oxi sinh hóa (hay sinh học)

COD Chemical Oxygen Demand Nhu cầu oxi hoá học

DO Dissolved oxigen Oxi hòa tan

EPA Environmental Protection Agency Cơ quan Bảo vệ Môi sinh Hoa Kỳ

FA Free amoni Amoni tự do

FNA Free nitrogen amonium Amoni tự do

HRT Hydranliz Retention Time Thời gian lưu thủy lực

MAP Magie Amoni Photphat,

MgNH4PO4.6H2O

SRT Sludge Retention Time Tuổi của bùn

WHO World Health Organization Tổ chức y tế thế giới

MỤC LỤC

Trang

MỞ ĐẦU.........................................................................................................................1

CHƯƠNG 1: TỔNG QUAN..........................................................................................3

1.1. Hiện trạng ô nhiễm và sự cần thiết phải xử lý các hợp chất Nitơ trong nước...........3

1.1.1. Tình hình ô nhiễm các nguồn nước hiện nay....................................................3

1.1.2. Hiện trạng ô nhiễm các hợp chất nitơ trong nước............................................4

1.1.3. Nguyên nhân ....................................................................................................7

1.1.4. Tác hại của các hợp chất chứa nitơ đối với cơ thể con người..........................7

1.1.5. Nguồn gây ô nhiễm các hợp chất chứa nitơ.....................................................9

1.1.5.1. Nguồn gốc gây ô nhiễm trong tự nhiên....................................................9

1.1.5.2. Nguồn gốc gây ô nhiễm do con người ..................................................10

1.2. Khái quát chung về một số phương pháp tách loại hợp chất chứa nitơ..................10

1.2.1 Các phương pháp hóa lý và hóa học tách loại amoni.....................................11

1.2.1.1. Làm thoáng để khử amoni (Air stripping).............................................11

1.2.1.2. Phương pháp clo hoá đến điểm đột biến (break point)..........................12

1.2.1.3. Phương pháp trao đổi ion (Ion Exchange).............................................14

1.2.1.4. Phương pháp điện hóa............................................................................15

1.2.1.5. Phương pháp tạo kết tủa Magie Amoni Photphat (MAP)......................15

1.2.2. Các phương pháp sinh học tách loại amoni....................................................16

1.2.2.1. Các điều kiện nước thải đưa vào xử lý sinh học....................................16

1.2.2.2. Phương pháp sinh học truyền thống.......................................................17

1.2.2.3. Phương pháp sinh học Sharon................................................................21

1.2.2.4. Phương pháp sinh học Anammox..........................................................26

1.2.3. Xử lý nước thải chứa amoni bằng phương pháp bãi lọc trồng cây ngập nước

(wetland)..................................................................................................................29

1.2.3.1. Tình hình nghiên cứu trong nước và trên thế giới.................................30

1.2.3.2. Các ưu - nhược điểm chính của bãi lọc trồng cây..................................32

1.3. Đánh giá các phương pháp xử lý nitơ trong nước thải............................................32

1.4. Quá trình chuyển hóa sinh học của nitơ trong nước thải........................................33

1.4.1. Hệ vi khuẩn của nước thải..............................................................................33

1.4.2. Quá trình amoni hóa sinh học.........................................................................35

1.4.3. Quá trình nitrat hóa sinh học..........................................................................36

1.4.4. Đenitrat hóa....................................................................................................38

1.4.5. Quá trình yếm khí...........................................................................................39

1.4.6. Quá trình hiếu khí...........................................................................................44

1.4.7. Quá trình chuyển hóa nitơ trong nước thải do vi sinh vật..............................46

CHƯƠNG 2: ĐỐI TƯỢNG, PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU VÀ THỰC

NGHIỆM.......................................................................................................................47

2.1. Đối tượng nghiên cứu..............................................................................................47

2.2. Mục tiêu nghiên cứu................................................................................................47

2.3. Phương pháp nghiên cứu.........................................................................................47

2.4. Phương pháp phân tích............................................................................................47

2.4.1. Phương pháp xác định COD bằng kalibicromat.............................................47

-) trong nước bằng phương pháp so màu với

2.4.2. Xác định hàm lượng amoni............................................................................48

2.4.3. Xác định hàm lượng Nitrit (NO2

-) trong nước bằng phương pháp so màu với thuốc thử

thuốc thử Griss..........................................................................................................52

2.4.4. Xác định nitrat (NO3

3-) trong nước bằng phương pháp trắc phổ dùng

phenoldisunfonic.......................................................................................................55

2.4.5. Xác định photphat (PO4

amoni molipđat.........................................................................................................58

2.5. Thực nghiệm ..........................................................................................................61

2.5.1. Quá trình yếm khí...........................................................................................61

2.5.2. Quá trình hiếu khí...........................................................................................61

2.5.3. So sánh giữa yếm khí và hiếu khí...................................................................62

2.5.4. Nghiên cứu trật tự yếm khí và hiếu khí trong quá trình xử lý nước

thải............................................................................................................................62

CHƯƠNG 3: KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN..............................................................63

3.1. Kết quả thí nghiệm xử lý yếm khí...........................................................................63

3.2. Kết quả thí nghiệm xử lý hiếu khí...........................................................................68

3.3. Kết quả thí nghiệm xử lý yếm khí và hiếu khí trong cùng một thời gian 4

ngày................................................................................................................................75

3.4. Kết quả thí nghiệm xử lý phối hợp giữa yếm khí và hiếu

khí...................................................................................................................................80

KẾT LUẬN ..................................................................................................................85

KIẾN NGHỊ..................................................................................................................86

TÀI LIỆU THAM KHẢO...........................................................................................87

MỞ ĐẦU

Các hợp chất Protein (với hàm lượng Nitơ chiếm từ 15 đến 18%) được coi là

các chất nền tảng của sự sống, phổ biến rộng rãi trong thế giới sống của chúng ta.

Chúng tồn tại đa dạng trong tất cả các cơ thể sống và vì vậy các hợp chất của nitơ

chính là nguồn dinh dưỡng bảo đảm cho sự phát sinh và phát triển của sinh vật nói

chung. Trong quá trình trao đổi chất của sự sống, nguyên tố nitơ đã tạo thành một chu

trình khép kín gồm rất nhiều chất với cấu tạo hóa học phức tạp. Với quá trình chuyển

hóa này, nguyên tố nitơ đã tạo ra nhiều chất có lợi nhưng đồng thời cũng sinh ra nhiều

chất có hại. Biết khai thác những chất có lợi và hạn chế những chất có hại chính là tìm

ra những phương pháp xử lý thích hợp.

Tình trạng ô nhiễm môi trường nước hiện nay chủ yếu là do các nguồn thải của

các hợp chất chứa nitơ bị vi sinh vật phân hủy thành các hợp chất hòa tan trong nước

nhưng chưa được xử lý. Trong số các chất gây ô nhiễm này, amoni là dạng phổ biến

nhất. Nó gây hại cho động vật và người, nhưng ở một mức độ nhất định lại có lợi cho

thực vật và vi sinh vật vì đó là dinh dưỡng trực tiếp của chúng. Trên thực tế, các cơ sở

chôn lấp rác hoặc tập kết rác thải sinh hoạt, các cơ sở chăn nuôi tập trung có các hầm

yếm khí xử lý phân của chúng để tận thu biogas, nước thải sinh hoạt hàng ngày, nước

các ao hồ nuôi trồng thủy sản, các cơ sở sản xuất phân đạm, các cơ sở sản xuất công

nghiệp và nông nghiệp có sử dụng các muối kép chứa Amoni nói chung,... đều là các

nơi phát sinh ra amoni với hàm lượng rất cao. Nếu không xử lý, chúng sẽ hòa tan theo

dòng nước lan tỏa vào nguồn nước bề mặt và thẩm lậu xuống các nguồn nước ngầm

gây ra ô nhiễm nghiêm trọng, ảnh hưởng trực tiếp đến đời sống sinh vật nói chung và

con người nói riêng.

Nhìn chung hiện nay ở nước ta, tình hình xử lý Amoni đối với các loại nước thải

có hàm lượng cao hay thấp đều chưa có giải pháp thích hợp.

Để góp phần tìm hiểu về chu trình nitơ và sự phân hủy tự nhiên nhờ vi sinh vật

1

đối với các hợp chất chứa nitơ, đặc biệt là Protein, chúng tôi đã chọn đề tài: “Nghiên

cứu quá trình chuyển hóa nitơ trong xử lý nước thải bằng phương pháp sinh học

yếm khí và hiếu khí ” nhằm góp phần tăng cường sự hiểu biết chung về nitơ để có thể

làm chủ trong quá trình xây dựng hệ thống xử lý và vận hành hợp lý các nhà máy xử lý

2

nước thải .

CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN

1.1. Hiện trạng ô nhiễm và sự cần thiết phải xử lý các hợp chất Nitơ trong nước

1.1.1. Tình hình ô nhiễm các nguồn nước hiện nay

Hiện nay, ở Việt Nam mặc dù các cấp, các ngành đã có nhiều cố gắng trong việc

thực hiện chính sách và pháp luật về bảo vệ môi trường, nhưng tình trạng ô nhiễm

nước vẫn là một vấn đề rất đáng lo ngại.

Với tốc độ công nghiệp hóa và đô thị hóa khá nhanh, sự gia tăng về dân số đã

gây áp lực ngày càng nặng nề đối với tài nguyên nước trong vùng lãnh thổ. Môi trường

nước ở nhiều đô thị, khu công nghiệp và làng nghề ngày càng bị ô nhiễm bởi nước thải,

khí thải và chất thải rắn. Ở các thành phố lớn, hàng trăm cơ sở sản xuất công nghiệp

đang gây ô nhiễm môi trường nước do không có công trình và thiết bị xử lý chất thải.

Ô nhiễm nước do sản xuất công nghiệp là rất nặng.

Tình trạng ô nhiễm nước thấy rõ nhất là ở Hà Nội, thành phố Hồ Chí Minh và

một số thành phố lớn khác. Ở các thành phố này, nước thải sinh hoạt có rất ít các hệ

thống xử lý tập trung mà trực tiếp đổ ra nguồn tiếp nhận (sông, hồ, kênh, mương). Mặt

khác còn rất nhiều các cơ sở sản xuất không xử lý nước thải, phần lớn các bệnh viện và

cơ sở y tế chưa có hệ thống xử lý nước thải, một lượng lớn chất thải rắn trong thành

phố không thu gom hết được… là những nguồn đáng kể gây ô nhiễm nguồn nước.

Hiện nay, mức độ ô nhiễm trong các kênh, sông, hồ ở các thành phố lớn là rất nặng.

Ở thành phố Hà Nội, tổng lượng nước thải của thành phố lên tới 300.000 đến

400.000 m3/ngày, hiện mới chỉ có 5/31 bệnh viện có hệ thống xử lý nước thải, chiếm

25% lượng nước thải bệnh viện; 36/400 cơ sở sản xuất có xử lý nước thải, lượng nước

-

thải sinh hoạt chưa được thu gom khoảng 1.200m3/ngày đang xả vào các khu đất ven

+, NO2

-, NO3

hồ, kênh, mương trong nội thành. Chỉ số BOD, oxy hòa tan, các chất NH4

ở các sông, mương nội thành đều vượt quá quy định cho phép. Ở thành phố Hồ Chí

Minh, lượng rác thải lên tới gần 4000 tấn/ngày, chỉ có 24/142 cơ sở y tế lớn là có xử lý

3

nước thải, 3.000 cơ sở sản xuất gây ô nhiễm thuộc diện phải di dời.

Không chỉ ở Hà Nội, thành phố Hồ Chí Minh và các thành phố khác như Hải

Phòng, Nam Định, Hải Dương, Đà Nẵng… nước thải sinh hoạt cũng không được xử lý,

độ ô nhiễm nguồn nước nơi tiếp nhận nước thải đều vượt quá tiêu chuẩn cho phép.

Việt Nam có gần 76% dân số đang sinh sống ở nông thôn, nơi cơ sở hạ tầng còn

lạc hậu, phần lớn chất thải của con người và gia súc không được xử lý nên thấm xuống

đất hoặc bị rửa trôi làm cho tình trạng ô nhiễm nguồn nước bề mặt và cả nguồn nước

ngầm về mặt hữu cơ, vi sinh và vô cơ ngày càng cao. Trong sản xuất nông nghiệp do

lạm dụng các loại thuốc bảo vệ thực vật, các nguồn nước ở sông, hồ, kênh, mương bị ô

nhiễm, ảnh hưởng lớn đến môi trường nước và sức khỏe của nhân dân.

Theo thống kê của Bộ Thủy sản, tổng diện tích nước mặt sử dụng cho nuôi trồng

thủy sản đến năm 2010 của cả nước là 1,1 triệu ha. Do nuôi trồng thủy sản ồ ạt, thiếu

quy hoạch, không tuân theo quy trình kĩ thuật nên đã gây nhiều tác động tiêu cực tới

môi trường nước. Ngoài ra, với việc sử dụng nhiều và không đúng cách các loại hóa

chất trong nuôi trồng thủy sản, các thức ăn dư thừa lắng xuống đáy ao, hồ, lòng sông

đang làm cho môi trường nước bị ô nhiễm các chất hữu cơ, làm phát triển một số loài

sinh vật gây bệnh và làm xuất hiện một số loại tảo độc, thậm chí đã có dấu hiệu xuất

hiện thủy triều đỏ ở một số vùng ven biển Việt Nam.

Như vậy, có nhiều nguyên nhân khách quan và chủ quan dẫn đến tình trạng ô

nhiễm môi trường nước như: sự gia tăng dân số, mặt trái của quá trình công nghiệp

hóa, hiện đại hóa, cơ sở hạ tầng yếu kém, lạc hậu, nhận thức của người dân còn nhiều

hạn chế… Đáng chú ý là sự bất cập trong hoạt động quản lý, bảo vệ môi trường. Nhận

thức của nhiều cấp chính quyền, cơ quan quản lý, tổ chức và cá nhân có trách nhiệm về

nhiệm vụ bảo vệ môi trường nước chưa sâu sắc và đầy đủ. Cơ chế phân công giữa các

cơ quan, các ngành chưa đồng bộ, chưa quy định trách nhiệm rõ ràng…

1.1.2. Hiện trạng ô nhiễm các hợp chất nitơ trong nước

Hiện nay, do thực trạng hệ thống cấp – thoát nước, xử lí nước cấp và nước thải,

4

chất thải rắn chưa đồng bộ, cộng thêm đó là sự phát triển của các ngành công – nông

nghiệp ngày một tăng trong thời gian gần đây, chưa kể đến các quá trình diễn ra trong

tự nhiên, ở điều kiện địa chất – thủy văn phức tạp ở vùng châu thổ sông Hồng, đã gây

cho nguồn cấp nước duy nhất hiện nay – nguồn nước ngầm, nguy cơ ô nhiễm ngày

càng cao, trong đó có ô nhiễm các hợp chất chứa nitơ.

-) không được vượt quá 10 mg/lít (tương đương với tiêu

Theo tiêu chuẩn quy định của Bộ Y tế, đối với nước cấp dùng cho nước sinh

hoạt, hàm lượng nitrat (NO3

- trong nước cấp uống trực tiếp không được

chuẩn của WHO và EPA đối với nước cấp uống trực tiếp.

Tiêu chuẩn của EPA đối với NO2

vượt quá 1 mg/lít, trong khi giá trị tiêu chuẩn quy định của Bộ Y tế, đối với nước cấp

dùng cho sinh hoạt là 0 mg/lít.

-, trừ một số khu vực có dấu hiệu nhiễm bẩn đến

Qua nghiên cứu cho thấy phần lớn nước dưới đất tầng chứa nước Qc và Qa

vùng Hà Nội chưa bị nhiễm bẩn NO2

mức vừa (khu vực Lương Yên, Thủy Lợi), chúng mang tính cục bộ. Khu vực Lương

Yên trong 64 số mẫu chỉ có 6 mẫu vượt giới hạn, chiếm 9,4%. Khu vực Thủy Lợi trong

- vượt giới hạn chỉ

10 mẫu phân tích chỉ có một mẫu vượt giới hạn, chiếm 10%. Một số khu vực khác như

Ngô Sỹ Liên, Yên Phụ, Ngọc Hà, Mai Dịch, mẫu có giá trị NO2

- hiện chưa đáng kể và chưa vượt quá giới hạn cho

chiếm 1 – 2% tổng số mẫu phân tích.

- và NO3

Sự ô nhiễm NO2

phép. Tuy nhiên tại một số nơi có những xuất hiện dị thường đáng lo ngại, phần lớn tập

trung ở dải phía Nam tính từ khoảng đê La Thành trở xuống, gồm Thanh Trì, Yên Sở,

- có khi tới 6 – 7 mg/lít).[10]

gò Đống Đa, Đại học Ngoại ngữ, Thượng Đình, Viện Quân Y 103, cơ khí Quang

+ trong nước cấp sinh hoạt theo tiêu chuẩn quy định của Bộ Y tế

Trung, nhà máy Phân lân, pin Văn Điển (nồng độ NO3

Hàm lượng NH4

+ không vượt quá 0,5

không được vượt quá 3 mg/lít (đối với nước ngầm) và 0 mg/lít (đối với nước mặt).

Theo tiêu chuẩn Châu Âu, trong nước cấp uống trực tiếp, NH4

5

mg/lít.

+rất nặng,

Theo khảo sát của các nhà khoa học, phần lớn nước ngầm ở vùng đồng bằng

Bắc Bộ như Hà Nội, Ninh Bình, Hải Dương … đều bị nhiễm Amoni NH4

vượt tiêu chuẩn nhiều lần.

Tại Hà Nội, Hà Nam, Nam Định, Ninh Bình, Hải Dương, Hưng Yên, Thái Bình,

xác xuất các nguồn nước ngầm nhiễm Amoni ở nồng độ cao hơn tiêu chuẩn là khoảng

70 – 80%. Ngoài Amoni, không ít nguồn còn chứa khá nhiều hợp chất hữu cơ. Như vậy

tình trạng nhiễm bẩn Amoni và hợp chất hữu cơ trong nước ngầm ở Đồng bằng Bắc Bộ

đã đến mức báo động và khả năng tác động của Amoni lên cơ thể con người là chắc

chắn.

Kết quả khảo sát mới đây của Liên đoàn địa chất thủy văn – địa chất công trình

miền Bắc cho thấy, hàm lượng Amoni, Nitrat, Nitrit, … trong nước ngầm ở Hà Nội đã

vượt nhiều lần chỉ tiêu cho phép, ảnh hưởng lớn đến sức khỏe của con người. Theo tiêu

chuẩn vệ sinh nước ăn uống dựa trên Quyết định 1329 của Bộ Y tế, nước sinh hoạt đạt

chuẩn ở mức hàm lượng Amoni: 1,5mg/L. Trên thực tế, kết quả phân tích các mẫu

nước đều vượt quá chỉ tiêu cho phép, nhiều nơi cao hơn từ 20 đến 30 lần. Tầng nước

ngầm trên (cách mặt đất từ 25m đến 40m) – nơi người dân khai thác bằng đào giếng

khoan – đã ô nhiễm nặng ở nhiều nơi. Điển hình là xã Pháp Vân có hàm lượng Amoni

là 31,6 mg/L. Phường Tương Mai có hàm lượng Amoni 13,5 mg/L. Các phường Trung

Hòa, xã Tây Mỗ, xã Trung Văn ... đều có hiện trạng tương tự.

Nguy hại hơn, mức ô nhiễm đang tăng dần theo thời gian, xã Yên Sở trong năm

2002 kết quả đo đạc cho thấy hàm lượng Amoni là 37,2 mg/L nay đã tăng lên 45,2

mg/L, phường Bách Khoa mức nhiễm từ 9,4 mg/L, nay tăng lên 14,7 mg/L. Có nơi

chưa từng bị nhiễm Amoni song nay cũng đã vượt tiêu chuẩn cho phép như Long Biên,

Tây Mỗ, Đông Ngạc ... Hiện nguồn nước nhiễm bẩn đã lan rộng trên toàn thành phố.

Tầng nước ngầm dưới (cách mặt đất từ 45m đến 60m) là nguồn cung cấp cho

6

các nhà máy cũng bị nhiễm bẩn. Đề tài “Nghiên cứu xử lý nước ngầm nhiễm bẩn

+ là 6-

Amoni” do Sở Giao thông Công Chính Hà Nội đã nghiệm thu cho thấy: “Do cấu trúc

địa chất, nước ngầm Nhà máy nước Tương Mai có hàm lượng sắt và Amoni NH4

12, có khi 18 mg/L; Hạ Đình là 12-20, có khi 25 mg/L; Pháp Vân: 15-30, có khi 40

mg/L” [3, 4].

1.1.3. Nguyên nhân

Các chất hữu cơ chứa nitơ đã gây ô nhiễm sẽ từ nước mặt thấm xuống nước

dưới đất. Đó là nguyên nhân gây ô nhiễm nước ngầm. Như vậy nếu nguồn nước mặt bị

ô nhiễm thì sẽ dẫn đến nguồn nước ngầm cũng bị ô nhiễm. Ngoài ra quá trình lắng

đọng giữ lại cũng như hàng loạt các hợp chất chứa nitơ từ các quá trình phân giải tự

nhiên (protein, amino axit, amit, amin..., hợp chất hữu cơ chứa nitơ nói chung) cũng là

+. Amoni có thể xuất hiện trong nước ngầm từ nước thải sinh hoạt, bãi

nguyên nhân gây ô nhiễm nitơ trong nước. Ở môi trường pH từ 6 – 8, nitơ nằm chủ yếu

dưới dạng NH4

chôn lấp phế thải, nghĩa trang ... do kết quả của quá trình Amôn hóa (phân hủy các hợp

chất chứa nitơ như đạm, nước tiểu và axit nucleic,...) bởi vi sinh vật hay còn do việc sử

- vượt quá tiêu chuẩn chứng tỏ nguồn nước

dụng phân bón, thuốc trừ sâu có chứa nitơ và các sản phẩm công nghiệp nói chung. Sự

+ cùng với NO2

-, NO3

có mặt các ion NH4

ngầm đã bị ô nhiễm [1].

1.1.4. Tác hại của các hợp chất chứa nitơ đối với cơ thể con người

Các hợp chất Nitơ có thể tồn tại dưới dạng các hợp chất hữu cơ, nitrit, nitrat và

amoni. Các dạng này là các khâu trong chuỗi phân hủy hợp chất chứa nitơ hữu cơ, thí

Vi khuẩn nitrat hóa

Nitrosomonas

dụ: protein và hợp phần của protein.

Nitrobacter -

-

-

Vi khuẩn đề nitrat hóa

Protein NH3 NO2 NO3 Phân hủy

-  NO  N2O  N2

7

NO3 NO2

- Nếu nước chứa hầu hết các hợp chất nitơ hữu cơ, amoniac hoặc NH4OH, thì

-) là nước đã bị ô nhiễm

chứng tỏ nước mới bị ô nhiễm.

- Nếu trong nước có hợp chất nitơ chủ yếu là nitrit (NO2

-) chứng tỏ quá

một thời gian.

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

trình phân hủy đã kết thúc. Tuy vậy các nitrat chỉ bền ở trong điều kiện hiếu khí, khi ở

trong điều kiện thiếu khí hoặc kị khí các nitrat dễ bị khử thành N2O, NO và N2 tách

khỏi nước bay vào không khí. [7]

Amoni thực ra cũng không quá độc với cơ thể người. Ở trong nước ngầm

-) tích

Amoni không thể chuyển hóa được do thiếu oxy. Khi khai thác lên, vi sinh vật trong

-), nitrat (NO3

nước nhờ oxy trong không khí chuyển Amoni thành các nitrit (NO2

tụ trong nước ăn. Các hợp chất chứa Nitơ trong nước có thể gây nên một số bệnh nguy

hiểm cho người sử dụng nước.

Trong những thập niên gần đây, nồng độ nitrat trong nước uống tăng lên đáng

kể. Nguyên nhân là do sử dụng phân đạm vô cơ tăng, gây rò rỉ nitrat xuống nước ngầm.

Hàm lượng nitrat trong nước uống tăng gây nguy hại về sức khỏe đối với cộng đồng.

Bản thân nitrat không gây rủi ro cho sức khỏe, tuy nhiên nitrat chuyển thành nitrit (do

vi sinh vật chuyển hóa khử nitrat) lại có khả năng gây độc. Nitrit ảnh hưởng đến sức

khỏe với 2 khả năng sau: Chứng máu Methaemoglobin và ung thư tiềm tàng [1].

* Chứng máu Methaemo – globinaemia (hội chứng xanh xao trẻ em)

Trẻ nhỏ khoảng 1 tuổi dễ mẫn cảm với sự tồn lưu huyết cầu tố bào thai và do

trong dạ dày không có đủ độ chua để hạn chế sự chuyển hóa nitrat thành nitrit. Nitrit

hình thành ở dạ dày, truyền qua đường máu, phản ứng với huyết sắc tố mang oxy, oxy

- cao,

hóa sắt để tạo thành huyết Methaemoglobin làm giảm khả năng mang oxy của máu, có

8

khả năng gây tử vong do ngột ngạt hóa chất. Ở những quốc gia có nồng độ NO3

- thấp cho các bà mẹ đang cho con bú và trẻ em

phải cấp nước chai có nồng độ NO3

được nuôi bằng sữa bình.

- kết hợp với các amino axit trong thực phẩm thành chất

* Ung thư tiềm tàng

Đối với người lớn, NO2

- vào thức ăn, nước uống của chuột, thỏ... với hàm

Nitrosamin. Nitrosamin có thể gây tổn thương di truyền tế bào – nguyên nhân gây bệnh

ung thư. Những thí nghiệm cho NO2

lượng vượt ngưỡng cho phép thì sau một thời gian thấy những khối u sinh ra trong gan,

phổi, vòm họng của chúng.

Ngoài ra, Amoni có mặt trong nước ngầm làm giảm hiệu quả của khâu khử

trùng bằng clo, do nó phản ứng với clo để tạo thành cloramin, có tác dụng sát khuẩn

yếu hơn nhiều so với clo (khoảng 1000 lần). Ngoài ra, nó còn giảm khả năng xử lý sắt,

mangan bằng công nghệ truyền thống. Amoni là nguồn dinh dưỡng, tạo điều kiện cho

các vi sinh vật trong nước, kể cả tảo, phát triển nhanh, làm ảnh hưởng đến chất lượng

nguồn nước thương phẩm, đặc biệt là độ trong, mùi vị, nhiễm khuẩn [5].

1.1.5. Nguồn gây ô nhiễm các hợp chất chứa nitơ

1.1.5.1. Nguồn gốc gây ô nhiễm trong tự nhiên

Nitơ từ đất, nước, không khí vào cơ thể sinh vật qua nhiều dạng biến đổi sinh

học, hóa học phức tạp rồi lại quay trở về đất, nước, không khí tạo thành một vòng khép

kín gọi là chu trình Nitơ.

Trong đất, nitơ chủ yếu tồn tại ở dạng hợp chất hữu cơ. Lượng này càng được

tăng lên do sự phân hủy xác thực vật, chất thải động vật. Hầu hết thực vật không thể

trực tiếp sử dụng những dạng nitơ hữu cơ này mà phải nhờ vi khuẩn trong đất chuyển

hóa chúng thành những dạng vô cơ dễ hấp thụ. Khi được rễ cây hấp thụ, qua các quá

trình biến đổi hóa học, chúng sẽ tạo thành enzim, protein, clorophin... nhờ đó thực vật

9

lớn lên và phát triển. Con người và động vật ăn thực vật, sau đó thải cặn bã vào đất

cung cấp trở lại nguồn nitơ cho thực vật. Một số loài thực vật có nốt sần như cây họ

đậu, cỏ ba lá, cây đinh lăng ... có khả năng tích tụ nitơ và chuyển hóa trực tiếp nitơ

trong khí quyển thành dạng hợp chất của nitơ sử dụng được cho cây. Nitơ đã tạo ra một

chu trình kín trong tự nhiên.

-,

1.1.5.2. Nguồn gốc gây ô nhiễm do con người

-, NO2

+ trong chu trình còn được tăng lên do các nhà máy sản xuất phân đạm, chất thải

Ngoài quá trình hình thành theo con đường tự nhiên lượng ion NO3

NH4

khu đô thị có hàm lượng nitơ cao. Nguồn ô nhiễm nitơ trong nước bề mặt có thể từ

nhiều nguồn khác nhau: Công nghiệp, nông nghiệp, sinh hoạt ... Các ngành công

nghiệp sử dụng nitrat trong sản xuất là nguồn chủ yếu gây ô nhiễm nguồn nước. Nitrat

được thải qua nước thải hoặc rác thải. Trong hệ thống ống khói của các nhà máy này

còn chứa nhiều oxit nitơ (NOx) thải vào khí quyển, gặp mưa và tiếp tục một số quá

- trong nước tăng lên.

trình biến đổi hóa học khác, chúng rơi xuống đất dưới dạng HNO3, HNO2 làm cho pH

-, NO3

giảm và hàm lượng của các ion NO2

Nông nghiệp hiện đại là nguồn gây ô nhiễm cho nước bề mặt. Việc sử dụng

phân bón hóa học chứa nitơ với số lượng lớn, thành phần không hợp lý, sử dụng bừa

bãi thuốc trừ sâu, diệt cỏ, ...làm cho lượng nitrat, amoni trong nước bề mặt và sau đó là

nước ngầm ngày càng lớn.

Trong nước thải sinh hoạt đều có chứa một lượng nhất định các hợp chất của

nitơ hòa tan. Việc nước thải sinh hoạt không được xử lý chảy vào hệ thống các con

sông trong thành phố cũng là một trong các nguồn gốc gây ô nhiễm nước [10].

1.2. Khái quát chung về một số phương pháp tách loại hợp chất chứa nitơ

Amoni là một thành phần rất hay gặp trong nước thải. Các dòng thải chứa nitơ

10

có thể gây độc đối với môi trường nước, gây ra hiện tượng giảm nồng độ oxi trong

nước, hiện tượng phú dưỡng và ảnh hưởng đến khả năng loại bỏ clo. Vì vậy loại bỏ

nitơ có trong các nguồn nước thải là cần thiết.

Xử lý hợp chất nitơ có thể thực hiện bằng các biện pháp vật lý, hóa lý, hóa học

hoặc sinh học dựa trên các nguyên tắc chuyển hóa thành hợp chất khác ít độc hơn hoặc

chuyển thành dạng khí hoặc rắn tách khỏi pha nước.

Các hợp chất của nitơ có thể được loại bỏ từ nước thải bởi các quá trình sinh học

hay các quá trình kết hợp giữa hóa học và vật lý. Phương pháp sinh học là kinh tế và

hiệu quả do giá thành vận hành thấp và quá trình thực hiện là thuận lợi hơn so với các

phương pháp vật lí, hóa học. Do đó, quá trình loại bỏ nitơ theo phương pháp sinh học

thường được ứng dụng rộng rãi hơn các phương pháp vật lý, hóa học [3].

Để khử các hợp chất nitơ trong nước có thể sử dụng các phương pháp như: Làm

thoáng để khử NH3 ở môi trường pH cao (pH = 10 – 11); clo hóa với nồng độ cao hơn

- bằng các vật liệu trao đổi Cation – Anion; nitrat hóa bằng

điểm đột biến (break-point) trên đường cong hấp thụ clo trong nước, tạo cloramin; trao

+ và NH3

đổi ion NH4

phương pháp sinh học; nitrat hóa kết hợp với khử nitrat; công nghệ Anammox, Sharon

- Anammox; Phương pháp điện hóa, điện thẩm tách, điện thẩm tách đảo chiều, dùng vi

sinh vật...

1.2.1 Các phương pháp hóa lý và hóa học tách loại amoni

1.2.1.1. Làm thoáng để khử amoni (Air stripping)

Các ion trong nước trong trạng thái cân bằng với các phân tử amoniac và

ion H+ :

+  NH3 + H+ (1.1)

NH4

Ở điều kiện pH > 7, cân bằng chuyển dịch sang phải. Với pH > 10, hơn 85%

amoniac có thể chuyển dịch sang dạng khí khi làm thoáng. Ở giá trị pH = 10 ÷ 11, các

11

ion Hyđroxy dư sẽ chuyển các ion thành Hydroxit amon:

+ + OH-  NH4OH (1.2)

NH4

NH4OH  NH3  + H2O (1.3)

Ngoài ra, hiệu suất xử lí còn phụ thuộc vào nhiệt độ. Nhiệt độ càng cao thì hiệu

suất xử lí càng lớn [5].

Ưu điểm :

+ Đơn giản, rẻ tiền và ta có thể kiểm soát được quá trình.

+ Quá trình loại bỏ được NH3 mà không tạo ra các chất ô nhiễm thứ cấp trong

nước.

Nhược điểm:

+ Quá trình chính để loại nitơ, quá trình chuyển NH3 (dạng dung dịch) thành

NH3 (khí) lại phụ thuộc rất nhiều vào nhiệt độ (khó thực hiện được ở nhiệt độ thấp).

+ Khi dùng vôi để tăng pH thường tạo cặn bám vào vật liệu lọc làm tăng trở lực

quá trình.

-. Chính vì vậy xử lý bằng phương pháp này chưa triệt để .

+ Trong nước thải, các hợp chất Nitơ không chỉ tồn tại ở dạng amoni, mà còn

-, NO2

tồn tại ở dạng NO3

+ thành NH3 (khí) nếu không thu gom NH3 sẽ đưa

+ Quá trình chuyển hoá NH4

vào khí quyển làm ô nhiễm không khí.

+ bằng Clo hoá với nồng độ Clo cao hơn

1.2.1.2. Phương pháp clo hoá đến điểm đột biến (break point)

Đây là phương pháp loại bỏ N - NH4

nồng độ tương ứng điểm đột biến trên đường cong hấp thụ Clo trong nước. Điểm đột

12

biến là điểm mà ở đó bắt đầu xuất hiện Clo dư trong nước.

Hình 1.1. Sự phụ thuộc của nồng độ Clo dư trong nước vào nồng độ Clo xử

lí nước có và không có NH3

____ Cl2 dư khi trong nước không có NH3

--------- Cl2 dư khi trong nước có NH3

............. Hàm lượng NH3 trong nước

Phương trình phản ứng khi đưa Clo vào nước. Sản phẩm của quá trình này phụ

thuộc vào giá trị pH:

Cl2 + H2O (pH = 5)  HCl + HClO (pH = 7)  H+ + ClO- (pH = 8) (1.4)

Nếu trong nước có chứa amoni, sản phẩm của quá trình Clo hoá sẽ tạo thành các

Cloamin (từ điểm đột biến A). Nếu sử dụng Clo với liều lượng lớn hơn nồng độ CA

Cloamin sẽ phân huỷ tạo thành N2 bay hơi. Lượng Clo dư trong nước sẽ giảm tới giá trị

nhỏ nhất CtB, tương ứng với điểm đột biến B. Tác dụng khử trùng của Clo chỉ đạt hiệu

quả cao khi đưa Clo vào nước với nồng độ lớn hơn điểm đột biến trên (CB).

2NH3 + HClO  2N2 + 3H2O + 3HCl (1.5)

hoặc

+ + 3Cl2  N2 + 2H+ + 6HCl (1.6)

13

2NH4

Phương pháp này tương đối đơn giản, hiệu suất cao, song cần lưu ý đến vấn đề

phải khống chế nồng độ Clo dư trong sản phẩm nước sau xử lí và nồng độ các sản

phẩm phụ sinh ra từ quá trình Clo hoá các hợp chất hữu cơ có trong nước (điển hình là

CHCl3), cũng như lượng Clo tiêu thụ.

Lượng Clo cần thiết , theo lí thuyết, bằng 7...10 lượng Amoniắc. Trên thực tế, tỉ

lệ này có thể lên đến 10...25 [5].

Ưu điểm :

+ Kiểm soát được quá trình.

+ Có thể kết hợp được với quá trình khử trùng nước cấp.

+ Không tốn diện tích mặt bằng.

Nhược điểm :

+ Chi phí vận hành cao vì phải tiêu tốn nhiều Clo (Cl2).

+ Trong nước có mặt các chất khử dạng hữu cơ hoặc vô cơ sẽ phản ứng với Cl2

để sinh ra các sản phẩm phụ có hại cho sức khoẻ con người. Ngoài ra bản thân Cl2

- .

cũng là một khí độc có hại cho sức khoẻ con ngời.

- và NO3

+ Không khử được nitơ ở dạng NO2

+ Gây ô nhiễm thứ cấp.

1.2.1.3. Phương pháp trao đổi ion (Ion Exchange).

Có thể loại bỏ Amoniac trong nước bằng cách lọc qua vật liệu lọc trao đổi

cation như Klynoptilolyle hay Sepiolite. Đây là loại quặng zeolit tự nhiên. Phương

trình có thể biểu diễn như sau:

+, Ca2+…) là ion có trong nước.

Men+ + Z-A  (Z)nMen+ + nA+ (1.7)

Trong đó : Men+ (NH4

A+ (Na+, H+) là ion trên vật liệu trao đổi ion

Z là chất nền của vật liệu trao đổi ion (RSO3Na, RSO3H, RCOONa,

14

RCOOH)

Ưu điểm :

2- cũng

Ưu điểm của phương pháp này là có thể đạt hiệu suất rất cao (80-90%). Sử dụng

phương pháp trao đổi ion với các vật liệu trao đổi anionit gốc Cl-, OH- hay SO4

là phương pháp đạt hiệu suất cao để loại bỏ nitrat ra khỏi nước ngầm.

Nhược điểm :

Tuy nhiên, nhược điểm của phương pháp này là quá trình sử dụng, vận hành

phức tạp, khó khăn trong việc hoàn nguyên… [5].

1.2.1.4. Phương pháp điện hóa.

Hòa nước cần xử lý với nước muối hay nước biển rồi cho qua ngăn điện phân

với điện cực bằng than. Do sự khác nhau giữa tỷ trọng của nước biển (muối) và dung

dịch, nước muối sẽ dồn chảy tới đáy anot và tạo kết tủa MgNH4PO4 + Mg(OH)2. Các

bọt khí H2 xuất hiện trên catot sẽ nổi lên, cuốn theo bọt và tách ra. Cl2 tạo thành trên

anot sẽ được tận dụng để khử trong nước xử lý (phương pháp này thường được sử dụng

để khử nitơ trong nước thải trong công đoạn xử lý bậc 3).

1.2.1.5. Phương pháp tạo kết tủa Magie Amoni Photphat (MAP).

Gần đây người ta bắt đầu để ý đến một phản ứng lúc đầu chỉ nhằm để phát hiện

ion phốt pho trong môi trường Amoni trong nước:

+ + Mg2+ + PO4

3- + 6H2O → MgNH4PO4.6H2O (1.8)

NH4

Sản phẩm của phản ứng là Magiê Amoni Phốt phát (MAP), có công thức

MgNH4PO4.6H2O. Hợp chất này còn một tên gọi khác là “struvit” là chất gây ra sỏi

thận. MAP đã được nghiên cứu sử dụng như là một loại phân bón nhả chậm vì chúng

sẽ tan dần khi môi trường nước có pH<7. MAP bao gồm 2 nguyên tố N và P là 2 trong

số 3 nguyên tố dinh dưỡng đa lượng chủ yếu của cây trồng (N, P, K), ngoài ra còn một

nguyên tố Mg là một trong các nguyên tố dinh dưỡng thuộc loại nguyên tố trung lượng

của cây trồng, có tác dụng cung cấp Mg cho cấu tạo của chất diệp lục, giữ vai trò quan

15

trọng trong quang hợp. Mg trong thực vật còn là hoạt chất của hệ enzym gắn liền với

sự chuyển hóa hyđratcacbon, tổng hợp axit nucleic, thúc đẩy sự vận chuyển lân của

cây.

Với phản ứng này cùng một lúc có thể sử dụng để tách loại cả Nitơ và Phốt pho

có trong nước thải. Quá trình phản ứng cần bổ sung Mg2+ là các muối vô cơ song cũng

có thể sử dụng nguồn Magiê rẻ tiền từ nước ót tại các vùng làm muối thủ công.

Sản phẩm MAP được sử dụng làm phân bón phục vụ cho nông nghiệp sẽ là

nguồn không nhỏ. Một khối nước thải có nồng độ Amoni 500mg/l có thể cho tới 10 kg

MAP. Nước thải sau khi đã tiền xử lý thu hồi MAP, lượng N và P còn lại rất thuận lợi

cho xử lý sinh học tiếp theo (xử lý sinh học cần tỉ lệ BOD : N : P là 200 : 5 : 1). Tuy

nhiên để có thể ứng dụng quy trình này trong xử lý nước thải cần có các nghiên cứu

hoàn thiện hơn về cơ bản, công nghệ và tính toán kinh tế.

1.2.2. Các phương pháp sinh học tách loại amoni

1.2.2.1. Các điều kiện nước thải đưa vào xử lý sinh học

Phương pháp xử lý sinh học nước thải dựa trên cơ sở hoạt động của vi sinh vật

để phân hủy các chất hợp chất nhiễm bẩn nước. Do vậy điều kiện đầu tiên và vô cùng

quan trọng là nước thải phải là môi trường sống của quần thể vi sinh vật phân hủy các

chất hữu cơ có trong nước thải.

Muốn đảm bảo điều kiện này nước thải phải:

- Không có chất độc làm chết hoặc ức chế hoàn toàn hệ vi sinh vật trong nước

thải.

- Chất hữu cơ có trong nước thải phải là những chất dễ bị oxy hóa nhằm tăng

nguồn cacbon và năng lượng cho sinh vật.

- Nước thải đưa vào xử lý sinh học có 2 thông số đặc trưng COD và BOD. Tỷ số

16

2 thông số này phải là: COD/BOD ≤ 2 hoặc BOD/COD ≥ 0,5 mới có thể đưa vào xử lý

sinh học (hiếu khí). Nếu COD lớn hơn BOD nhiều lần, trong đó gồm xenlulozơ,

hemixenlulozơ, protein, tinh bột chưa tan thì phải qua xử lý sinh học yếm khí. [7]

- Ngoài ra, các điều kiện của môi trường như hàm lượng oxy, pH, nhiệt độ của

nước thải,… cũng phải nằm trong khoảng giới hạn xác định để đảm bảo cho sự sinh

trưởng và phát triển bình thường của vi sinh vật tham gia vào quá trình xử lý.

1.2.2.2. Phương pháp sinh học truyền thống

Quá trình nitrat hoá sinh đóng vai trò quan trọng trong hệ sinh thái trên trái đất,

đặc biệt là với chu trình của nitơ. Đây là phương pháp truyền thống để xử lí amoni, là

quá trình chuyển hoá sinh hoá các hợp chất hữu cơ chứa nitơ có tính khử thành các hợp

chất vô cơ có tính oxi hoá. Amoni được xử lý qua 2 giai đoạn: giai đoạn nitrat hoá và

giai đoạn đề nitrat hoá.

- Quá trình nitrat hóa (Nitrification process):

Vi khuẩn Nitrat hoá:

Các loại vi sinh vật tham gia vào quá trình nitrat hoá gồm Nitrosomonas và

Nitrobacter. Các vi sinh vật này được coi là loại tự dưỡng bởi vì chúng sử dụng nguồn

cacbon vô cơ. Cả 2 loại vi sinh vật này đều có yêu cầu về môi trường riêng biệt cho sự

sinh trưởng như pH, nhiệt độ, oxi hoà tan. Thêm vào đó, sinh trưởng của chúng chậm

hơn nhiều so với vi sinh vật dị dưỡng. Nhiều loại kim loại nặng hoặc các hợp chất hữu

cơ có thể ức chế sự phát triển của vi sinh vật nitrat hoá. Nitrosomonas chỉ có thể oxi

17

hoá amoni thành nitrit, cũng như Nitrobacter chỉ oxi hoá nitrit thành nitrat.

Hình 1.2. Vi khuẩn Nitrosomonas Hình 1.3. Vi khuẩn Nitrobacter

* Điều kiện tối ưu cho sự phát triển của 2 loại vi khuẩn trên

- Nhiệt độ: Khoảng nhiệt độ từ 25 – 300C thích hợp cho việc nitrat hoá, trong

đó, tại nhiệt độ xung quanh 300C, tốc độ nitrat hoá là cao nhất.

- pH: Người ta thấy rằng, pH tối ưu cho Nitrosomonas và Nitrobacter tương ứng

nằm trong khoảng 5,5 – 9,0 nhưng tốt nhất là 7,5 [7].

* Phương trình tỷ lượng:

Sự oxi hoá của xảy ra theo 2 bước như sau:

Bước 1: Amoni được oxi hoá thành nitrit

+ + 3/2 O2

- + 2H+ + H2O (1.9)

NH4 NO2

Vi khuẩn thực hiện quá trình này ở thuỷ vực nước ngọt có tên là Nitrosomonas

-

europara và trong thuỷ vực nước lợ có tên là Nitrosococcus.

- thành NO3

-

Bước 2: Oxi hoá NO2

- + 1/2O2

(1.10) NO2 NO3

Phương trình tổng cộng có thể viết như sau:

+ + 2O2  NO3

- + 2H+ + H2O (1.11)

NH4

+ cần 4,57g O2.

18

Để cho phản ứng xảy ra hoàn toàn, muốn oxi hoá 1g NH4

Phản ứng tạo sinh khối cũng xảy ra đồng thời với quá trình nitrat hoá theo

phương trình:

+ + HCO3

- + 4CO2 + H2O  C5H7O2N+ 5O2 (1.12)

NH4

Trong đó, C5H7O2N là công thức tượng trưng cho tế bào vi khuẩn.

Kết hợp (1.11) và (1.12), phương trình tổng cộng của quá trình oxi hoá và tạo

sinh khối là :

+ + 37O2 + HCO3

- + 4CO2  C5H7O2N + 21NO3

- + 20H2O + 42H+ (1.13)

22NH4

Từ phương trình trên, ta thấy rằng: tính kiềm sẽ giảm dần trong suốt quá trình

nitrat hoá [19].

* Hiệu quả của quá trình nitrat hoá.

Vận tốc quá trình nitrat hoá phụ thuộc vào tuổi thọ bùn, nhiệt độ, pH của môi

trường, nồng độ vi sinh vật, hàm lượng amoni, oxy hoà tan, vật liệu lọc. Ở nhiệt độ

cao, quá trình diễn ra thuận lợi hơn.

Quá trình nitrat hoá diễn ra có hiệu quả khi hàm lượng oxy hoà tan lớn hơn 4

mg/L. Với hàm lượng oxy hoà tan 2 mg/L, hiệu suất quá trình giảm đi 50%. Các vi

khuẩn nitrat hoá có khả năng kết tụ thấp, do vậy, việc lựa chọn vật liệu lọc, nơi các

màng vi sinh vật bám dính cũng có ảnh hưởng quan trọng tới hiệu suất xử lý [5].

- qua một loạt các quá trình trung

- Quá trình đề nitrat hoá

Là quá trình yếm khí khử nitơ ở dạng N - NO3

gian như (NO, N2O…) và sản phẩm cuối cùng là N2 nhờ các loài vi khuẩn yếm khí (vi

khuẩn đề nitrat hóa) [19].

Vi khuẩn đề nitrat hoá:

Không giống như vi khuẩn Nitrat hoá tự dưỡng, trong giai đoạn nitrat hoá, vi

khuẩn đề nitrat hoá là vi khuẩn dị dưỡng. Các loại phổ biến là Bacillus Micrococcus,

19

Pseudomonas, Achromobacter.

Hình 1.4. Vi khuẩn Bacillus

- là chất nhận

Hình 1.5. Vi khuẩn Pseudomonas

- hay NO2

Trong môi trường kị khí, các vi khuẩn này sử dụng NO3

điện tử cuối cùng, và sử dụng các hợp chất hữu cơ để tạo năng lượng. Các chất hữu cơ

bao gồm metanol, etanol, axetat, glucozơ và một số hợp chất khác. Metanol (CH3OH)

không đắt, vì vậy nó thường được sử dụng rộng rãi hơn cả.

* Phương trình tỷ lượng:

Đề nitrat hoá là quá trình gồm 2 bước, sử dụng metanol là chất cho điện tử có

thể được biểu diễn theo phương trình sau:

-  6NO2

- + 2CO2 + 4H2O (1.14)

20

2CH3OH + 6NO3

-  3CO2 + 3N2 + 3H2O + 6OH- (1.15)

3CH3OH + 6NO2

Phương trình tổng cộng:

-  5CO2 + 3N2 + 7H2O + 6OH- (1.16)

5CH3OH + 6NO3

Bởi vì sự tổng hợp tế bào xảy ra đồng thời với sự khử nitrat, nên phương trình

tổng hợp bao gồm cả 2 quá trình trên được viết lại như sau:

- + 80CH3OH + 98H+  30CO2 + 24N2 + 10 C5H7O2N + 174H2O (1.17)

58NO3

- như chất nhận điện tử từ phản ứng khử

Nước có oxy hoà tan sẽ làm giảm hiệu suất của quá trình khử nitrat hoá, do các

- hay NO2

vi khuẩn sẽ sử dụng O2 thay cho NO3

nitrat do vậy cần bổ sung thêm một lượng metanol vào nước [19].

3O2 + 2 CH3OH  2 CO2 + 4H2O (1.18)

1.2.2.3. Phương pháp sinh học Sharon

- Định nghĩa

Quá trình Sharon (Single reactor system for High Ammonium Removal Over

Nitrite) là một quá trình mới trong quá trình nitrat hóa sinh học. Quá trình này liên

quan đến quá trình nitrat hóa bán phần amoni thành nitrit, điều này góp phần làm giảm

khá lớn chi phí cho quá trình hiếu khí. Quá trình Sharon rất lý tưởng cho việc loại bỏ

nitơ từ dòng nước thải có nồng độ amoni cao (>0,5 gam Nitơ/L) và đã đạt được những

thành công bước đầu trong quá trình nitrat hóa/ đề nitrat hóa, mà trong đó, nitrit đóng

vai trò là chất trung gian dưới những điều kiện ổn định [20]. Quá trình Sharon được

thực hiện mà không có bất kỳ sự lưu giữ sinh khối nào. Điều này có nghĩa là: tuổi của

bùn (SRT) cân bằng với thời gian lưu thủy lực (HRT). Trong nhiều hệ thống, nồng độ

đầu ra chỉ phụ thuộc vào tốc độ sinh trưởng của vi khuẩn liên quan và không phụ thuộc

vào nồng độ ở đầu vào. Quá trình Sharon luôn được tiến hành ở nhiệt độ trên 25oC sẽ

+/L).

diễn ra sự sinh trưởng nhanh chóng các vi khuẩn oxi hóa chọn lọc amoni. Tuy nhiên,

21

các vi sinh vật này có ái lực thấp với amoni (hằng số ái lực là 20 – 40 mg N-NH4

+/L). Vì vậy, quá trình Sharon thường thích hợp để

Điều này sẽ đưa đến trong thực tế, các dòng ra của quá trình Sharon sẽ có nồng độ

+/L) [21].

amoni khá cao (50 -100 mg N-NH4

xử lý nước thải có nồng độ amoni cao (>500 mg N-NH4

Để đạt được quá trình nitrat bán phần ổn định, các thông số có thể thay đổi

trong quá trình tiến hành như: nhiệt độ, pH, HRT, nồng độ chất nền, DO cần được điều

khiển trong quá trình phản ứng. Nhưng có một hạn chế là việc điều khiển các thông số

này có thể gặp khó khăn trong quá trình tiến hành với các thiết bị lớn [20].

- Sinh thái học của quá trình Sharon

Hunik [20] cho rằng: các vi khuẩn oxi hóa amoni sinh trưởng nhanh hơn các vi

khuẩn oxi hóa nitrit ở nhiệt độ cao hơn 15oC. Nếu tiến hành thí nghiệm ở 35oC, tốc độ

sinh trưởng tối đa đặc trưng của vi khuẩn oxi hóa nitrit chỉ xấp xỉ bằng một nửa tốc độ

sinh trưởng của vi khuẩn oxi hóa amoni (0,5 và 1 ngày-1). Chỉ ở những nhiệt độ trên

25oC, các vi khuẩn oxi hóa amoni mới có khả năng cạnh tranh hiệu quả so với các vi

khuẩn oxi hóa nitrit.

Quá trình oxi hóa amoni là một quá trình mang tính axit. Vì vậy, việc điều khiển

pH là quan trọng để ngăn chặn sự ức chế quá trình. Các vi khuẩn oxi hóa nitrit đặc biệt

+ phụ

dễ bị ảnh hưởng do sự thay đổi pH. Khi pH giảm xuống dưới 6,5, quá trình oxi hóa

amoni sẽ không xảy ra nữa do trạng thái cân bằng giữa nồng độ của NH3 và NH4

thuộc vào pH. Vi khuẩn oxi hóa nitrit bị ức chế hoàn toàn bởi 1gam NH2OH m-3, còn

3. Vì vậy, các vi khuẩn oxi hóa nitrit sẽ sinh trưởng nhanh hơn các vi khuẩn oxi hóa

amoni tự do bắt đầu ức chế Nitrosomonas trong khoảng nồng độ từ 10 – 150 g NH3 m-

amoni ở giá trị pH thấp, còn ở pH cao thì ngược lại. Vì vậy, pH cao được ưu tiên trong

việc tạo một dòng ra với nồng độ amoni thấp. Ở pH trên 8, quá trình nitrat cũng suy

giảm. Đó là do có quá nhiều NH3 gây độc đối với các vi khuẩn oxi hóa nitrit. Tỉ lệ

amoni/ nitrit trong dòng ra của quá trình Sharon có thể dễ bị ảnh hưởng bởi sự thay đổi

22

pH phản ứng giữa 6,5 và 7,5 [20].

Amoni được chuyển thành nitrit nhờ vi khuẩn oxi hóa amoni (AOB). Sau đó,

nitrit được chuyển thành nitrat nhờ vi khuẩn oxi hóa nitrit (NOB). AOB có khả năng sử

dụng amoni như một nguồn năng lượng duy nhất và CO2 là nguồn cacbon chính. Đây

là nguyên nhân gây ra giai đoạn giới hạn tốc độ của quá trình nitrat hóa. Thông thường,

AOB là vi sinh vật hiếu khí bắt buộc; nhưng có vài loại đặc biệt có thể thích nghi được

với điều kiện oxi thấp hoặc môi trường yếm khí. Vi khuẩn oxi hóa amoni được chia

thành các loại khác nhau dựa trên hình thái học tế bào như Nitrosomonas,

Nitrosococus, Nitrosospira, Nitrosovibrio và Nitrosolobus. Vi khuẩn nitrat (vi khuẩn

oxi hóa amoni và nitrit hiếu khí) thuộc vào nhóm rất hạn chế của các sinh vật tự dưỡng.

Nitrosomonas và Nitrosospira được biết đến là những vi khuẩn oxi hóa amoni tốt nhất.

Trong khi Nitrobacter và Nitrospira là những vi khuẩn oxi hóa nitrit tốt nhất. Enli cùng

cộng sự (2003) cho rằng: các phân nhóm AOB, Nitrosomonas eutropha và

Nitrosomonas europea chỉ xuất hiện ở pH 7,5 và 30oC. Tác giả còn chỉ ra rằng: pH

quan trọng hơn nhiệt độ trong việc chọn lọc N. eutropha N. europea. AOB tạo ra một

lượng lớn các polysaccarit ngoại bào (EPS) khi sinh trưởng trong cộng đồng màng sinh

học bề mặt. Vi khuẩn EPS ở pH cao có sức chịu đựng lớn hơn ở pH thấp. Cộng đồng vi

khuẩn oxi hóa amoni có xu hướng cư trú ở những vùng phía ngoài của bông và màng

sinh học, nơi mà nồng độ oxi cao, trong khi NOB cư trú ở vùng phía trong và sát ngay

với AOB, nơi mức độ oxi thấp hơn. Quá trình nitrat hóa bị hạn chế chủ yếu ở vòng

ngoài cùng 100 – 150 μm của bông hay màng [17].

- Ưu điểm của quá trình Sharon

So với các quá trình khác, quá trình Sharon xem ra khả thi nhất trong việc giảm

căn bản nồng độ amoni trong nước thải có nồng độ amoni cao [7]. Hiệu suất loại bỏ

nitơ có thể đạt được đến 90%. Quá trình này đòi hỏi đầu tư ban đầu khá nhỏ, bởi chỉ

cần một thiết bị thùng phản ứng đơn giản được khuấy trộn tốt với kích cỡ vừa phải mà

không có sự lưu giữ bùn là đủ. Quá trình này không tạo ra bùn hóa học, và tạo ra khá ít

23

bùn sinh học; nó cũng cần khá ít oxi do quá trình oxi hóa chỉ đến giai đoạn nitrit, điều

này góp phần tiết kiệm năng lượng và việc phải đưa thêm nguồn cacbon vào. So với

quá trình nitrat hóa và đề nitrat hóa truyền thống theo con đường nitrat, quá trình

Sharon cần ít năng lượng hơn.

+ + 1,5 O2 → NO2

- + H2O + 2H+

NH4

- + 0,5 CH3OH → 0,5 N2

+ 0,5 CO2 + 0,5 H2O + OH- (1.19)

NO2

- Ứng dụng quá trình Sharon

Quá trình Sharon được ứng dụng để xử lý nước loại ra từ quá trình phân hủy

bùn để đi vào thiết bị phản ứng chính, nơi mà dòng nước này sẽ được quay vòng. Theo

lý thuyết, đầu vào trong quá trình Sharon chứa một lượng cân bằng về số mol giữa

amoni và đicacbonat. Điều này phù hợp với nước thải của quá trình phân hủy bùn. Đầu

ra của quá trình Sharon sẽ chứa một tỉ lệ amoni: nitrit cần thiết là 1:1. Điều này cần cho

dòng vào của quá trình Anammox [1]. Quá trình Sharon thực hiện với đầu ra của quá

trình phân hủy bùn tiến hành ở nhiệt độ 30 – 40oC trong một thiết bị phản ứng có điều

nhiệt mà không có bất kỳ sự lưu giữ sinh khối nào. Vì vậy, tốc độ pha loãng được đặt ở

tốc độ mà ở đó, sự sinh trưởng của vi khuẩn oxi hóa amoni đủ nhanh để ở lại trong

thiết bị phản ứng; trong khi vi khuẩn oxi hóa nitrit bị loại bỏ ra ngoài [21].

Thiết bị phản ứng Sharon được sử dụng để đưa vào quá trình Anammox chỉ cần

50% amoni cần được chuyển thành nitrit:

+ + HCO3

- + 0,75 O2 → 0,5 NH4

+ + 0,5 NO2

- + CO2 +1,5 H2O (1.20)

NH4

Từ phương trình phản ứng này ta có thể thấy rằng: việc đưa thêm bazơ vào là

không cần thiết, vì nước bùn từ quá trình phân hủy yếm khí thường có đủ tính kiềm (ở

dạng đicacbonat) để bù lại cho việc tạo thành sản phẩm axit nếu như chỉ 50% amoni bị

oxi hóa. Khả năng để tạo ra một hỗn hợp 50:50 của amoni và nitrit với quá trình

Sharon đã được đánh giá rộng rãi trong hệ thống ở quy mô phòng thí nghiệm với dòng

vào là nước bùn (sludge liquor). Kết quả cho thấy: có thể đạt được sự ổn định trong

24

việc chuyển hóa. Amoni được oxi hóa thành 53% nitrit ở tốc độ đưa vào là 1,2 kg

N/m3/ngày mà không cần điều khiển pH. Vi khuẩn oxi hóa amoni có khả năng chịu

đựng được nồng độ nitrit cao (0,5 g NO2-N/L ở pH = 7) [15].

Quá trình Sharon cũng được ứng dụng để xử lý nước thải bãi chôn lấp. Nước

thải bãi chôn lấp (Landfill leachate) là một hỗn hợp phức tạp của nước và các chất gây

ô nhiễm vô cơ và hữu cơ được sinh ra trong quá trình phân hủy các chất thải được chôn

lấp (landfilled wastes) và được bổ sung thêm vào do nước mưa chảy thấm qua các chất

thải. Nước thải bãi chôn lấp có đặc điểm là có nồng độ các chất hữu cơ, nồng độ amoni

và các muối vô cơ cao, trong một vài trường hợp có cả các kim loại nặng.

Khi sử dụng phương pháp này để xử lý nước thải bãi chôn lấp, người ta nhận

thấy rằng: chìa khóa của quá trình nitrat bán phần (tích lũy nitrit) là ưu tiên cho vi

khuẩn oxi hóa amoni (AOB) và ức chế vi khuẩn oxi hóa nitrit (NOB). Từ các biểu thức

+), giá trị pH, nhiệt độ, và nồng độ oxi

động học của AOB và NOB cho thấy: nhân tố ảnh hưởng chủ yếu đến quá trình tích

+ và giá trị pH không phải là nhân tố giới hạn sinh trưởng

lũy nitrit là nồng độ chất nền (nồng độ N-NH4

hòa tan (DO). Giá trị N-NH4

của AOB vì nước thải bãi chôn lấp thường có nồng độ amoni cao và có tính kiềm.

Amoni tự do (FA) được tạo thành do nồng độ amoni cao và pH có thể ức chế sự sinh

trưởng của NOB, nhưng sự ức chế này không có tính ổn định do sự thích nghi của

NOB đối với FA. Vì vậy, pH không phải là nhân tố điều khiển quá trình nitrit trong xử

lý nước thải bãi chôn lấp. Nitrit sẽ được tạo thành ở nhiệt độ cao (35 – 40oC) trong quá

trình Sharon. Tuy nhiên, quá trình chỉ thích hợp đối với nước thải có nhiệt độ cao vì lí

do kinh tế, và nhiệt độ cao cũng là điều kiện thuận lợi cho sự tạo thành FA nhiều hơn

để ức chế NOB và AOB. Điều này không có lợi cho sự ổn định của quá trình nitrat bán

phần. Vi khuẩn oxi hóa nitrit có ái lực với oxi thấp hơn vi khuẩn oxi hóa amoni. Điều

này giúp ức chế sự sinh trưởng của NOB ở nồng độ DO thấp. Sự tích lũy nitrit ổn định

có thể đạt được nhờ hệ số bão hòa oxi khác nhau của AOB và NOB. DO và tốc độ đưa

ammoni tính theo thể tích (Nv) được chọn là nhân tố điều khiển quá trình để tìm ra điều

25

kiện tối ưu cho quá trình nitrat bán phần nước thải bãi chôn lấp [16].

Việc loại bỏ nitơ từ nước thải bãi chôn lấp rác của các thành phố (urban landfill

leachates) không thể tiến hành dễ dàng bởi phương pháp xử lý sinh học thông thường

do nồng độ amoni cao và hàm lượng các chất hữu cơ có thể phân hủy sinh học thấp. Vì

vậy, xử lý theo phương pháp nitrat truyền thống sẽ đắt và phải bổ sung nguồn cacbon

từ bên ngoài. Amoniac tự do hay amoni là chất nền để vi khuẩn oxi hóa amoni (AOB)

và có thể bị ức chế ở nồng độ rất cao. Theo Anthonisen cùng cộng sự (1976), dạng liên

kết của sản phẩm phản ứng oxi hóa amoni, axit nitrơ tự do (FNA, HNO2) không có ảnh

hưởng ức chế lên AOB. Tuy nhiên, những nghiên cứu gần đây đã cho thấy rằng nồng

độ khá thấp của FNA có thể ức chế hoạt tính của AOB.

1.2.2.4. Phương pháp sinh học Anammox

- Định nghĩa

Quá trình oxi hóa amoni yếm khí (Anaerobic ammonium oxidation -Anammox), trong đó, amoni và nitrit được oxi hóa một cách trực tiếp thành khí N2 dưới điều kiện yếm khí với amoni là chất cho điện tử, còn nitrit là chất nhận điện tử để tạo thành khí

N2. Đây là một phương pháp có hiệu quả và kinh tế so với quá trình loại bỏ amoni thông thường từ trong nước thải có chứa nhiều amoni. Ưu điểm của phương pháp này

so với phương pháp nitrat hóa và đề nitrat hóa thông thường là ở chỗ: đòi hỏi nhu cầu

về oxi ít hơn và không cần nguồn cacbon hữu cơ từ bên ngoài. Bước nitrat hóa bán

-

phần phải được tiến hành trước để chuyển chỉ một nửa amoni thành nitrit. Sản phẩm chính của quá trình Anammox là N2, tuy nhiên, khoảng 10% của nitơ đưa vào (amoni và nitrit) được chuyển thành nitrat. Dựa trên cân bằng khối qua quá trình nuôi cấy làm giàu Anammox, phương trình của quá trình Anammox được đưa ra như sau [23].

+ + 1,3 NO2

- + 0,066 HCO3

- + 0,13 H+ → 1,02 N2 + 0,26 NO3

NH4

26

+ 0,066 CH2O 0,5 N0,15 + 2,03 H2O (1.21) [23].

Hình 1.6. Cơ chế sinh hóa giả thiết của phản ứng Anammox

Anammox là công nghệ mới được phát triển trong những năm gần đây. Nó

- [16].

không cần bất kỳ nguồn cacbon hữu cơ nào để loại bỏ nitơ. Vì vậy, nó đem lại lợi ích

về kinh tế và mang lại nhiều tiềm năng cho xử lý nước thải có chứa amoni có hàm lượng cacbon hữu cơ thấp. Trong quá trình Anammox, amoni được chuyển thành N2 với nitrit là chất nhận điện tử. Vì vậy, tỷ lệ hàm lượng giữa nitrit và amoni là khoảng 1,3 và cần nguồn cacbon vô cơ, vì vậy, phải bổ sung HCO3

Sự kết hợp hai quá trình nitrat hóa bán phần và quá trình Anammox dựa trên

thực tế rằng: nitrit là hợp chất trung gian trong cả hai quá trình. Vì vậy, nitrat hóa bán

phần để chuyển 1/2 amoni thành nitrit là thuận tiện và kinh tế; theo sau đó là quá trình

Anammox đảm bảo loại bỏ toàn bộ nitơ thông qua quá trình hoàn toàn tự dưỡng. Nhu

cầu oxi giảm đi chỉ còn 62,5% và tiết kiệm được đáng kể giá thành do không phải bổ

sung thêm cacbon hữu cơ so với hệ thống nitrat hóa – đề nitrat hóa thông thường [23].

Tuy nhiên, quá trình Anammox khó áp dụng cho việc xử lý nước thải thực tế. Trở ngại chính để ứng dụng quá trình Anammox là đòi hỏi một giai đoạn bắt đầu lâu

dài (long startup period), chủ yếu là do tốc độ sinh trưởng chậm của vi khuẩn Anammox (thời gian nhân đôi là khoảng 11 ngày). Thêm vào đó, vi khuẩn Anammox là vi khuẩn yếm khí và tự dưỡng hoàn toàn nên chúng khó để nuôi cấy. Vì vậy, chúng chưa được phân lập trong môi trường nuôi cấy thuần túy (pure culture). Do đó, việc am hiểu về sinh lý học và động lực học của vi khuẩn Anammox là rõ ràng và có ý nghĩa lớn

27

[13].

Trong những năm gần đây, quá trình anammox đã nhận nhiều được sự quan tâm và nghiên cứu. Từ những nghiên cứu này cho thấy: có ít nhất hai khả năng cho quá

trình oxi hóa amoni yếm khí tồn tại trong tự nhiên. Vi khuẩn oxi hóa amoni “hiếu khí”

+ min-1 (mg protein)-1 [22].

bao gồm Nitrosomonas eutropha giảm nitrit hoặc nitơ đioxit với hydroxylamine, hoặc

amoni là chất cho điện tử dưới điều kiện yếm khí. Tốc độ oxi hóa amoni yếm khí lớn min-1 (mg protein)-1 sử dụng NO2 là chất nhận điện tử. + nhất là khoảng 2 nmol NH4 Trong phản ứng này, NO là chất trung gian, trong quá trình Anammox với nitrit là chất nhận điện tử, tốc độ oxi hóa có thể lên đến 55 nmol NH4

Hình 1.7. Vi khuẩn Anammox Candidatus Brocadia

- Ứng dụng quá trình anammox

Công nghệ oxi hóa amoni kị khí (Anammox) là công nghệ có tiềm năng và hiệu

+.

quả kinh tế cao hơn việc loại bỏ amoni có trong nước thải bãi chôn lấp, nơi chứa hàm

-/NH4

lượng cao amoni và các chất hữu cơ khó phân hủy. Để quá trình Anammox xảy ra hoàn toàn cần một bước nitrat bán phần trước để tạo thành tỷ lệ thích hợp giữa NO2

28

Người ta cũng đã ứng dụng quá trình Anammox vào xử lý dòng thải của công nghiệp cá hộp. Dòng thải này có độ mặn tương tự như nước biển, hàm lượng chất hữu cơ, protein cao. Quá trình phân hủy yếm khí dòng thải này đã loại được khoảng từ 70 - 90%, dẫn đến tạo thành một lượng lớn amoni (5000 mg/L) do sự phân hủy của protein. Vì vậy, dòng thải có một tỉ lệ C/N thấp. Điều này phù hợp cho dùng phương pháp Anammox kết hợp với Sharon để xử lý [12].

Nước thải chứa hàm lượng cao của amoni và ít chất hữu cơ như dòng ra của

thiết bị phân hủy bùn cũng được xử lý bằng phương pháp này. Tuy nhiên, các điều kiện

về trao đổi chất nghiêm ngặt và tốc độ sinh trưởng cực chậm của vi khuẩn anammox đã

hạn chế việc ứng dụng vào những thiết bị phản ứng quy mô lớn. Mặc dù vậy, có một

vài thành công trong việc ứng dụng anammox vào nước thải công nghiệp thực tế [12].

1.2.3. Xử lý nước thải chứa amoni bằng phương pháp bãi lọc trồng cây ngập nước

(wetland)

Bãi lọc trồng cây là những vùng đất trong đó có mức nước cao hơn hoặc ngang

bằng so với mặt đất trong thời gian dài, đủ để duy trì tình trạng bão hòa của đất và sự

phát triển của các vi sinh vật và thực vật sống trong môi trường đó. Các vùng đất ngập

nước tự nhiên cũng có thể được sử dụng để làm sạch nước thải, nhưng chúng có một số

hạn chế trong quá trình vận hành do khó kiểm soát được chế độ thủy lực và có khả

năng gây ảnh hưởng xấu bởi thành phần nước thải tới môi trường sống của động vật

hoang dã và hệ sinh thái trong đó.

Đất ngập nước nhân tạo hay bãi lọc trồng cây chính là công nghệ xử lý sinh thái

mới, được xây dựng nhằm khắc phục những nhược điểm, trong khi vẫn bảo tồn được

những ưu điểm của bãi đất ngập nước tự nhiên. Các nghiên cứu trên thế giới cho thấy,

bãi lọc trồng cây hoạt động tốt hơn so với đất ngập nước tự nhiên cùng diện tích, nhờ

đáy của bãi lọc trồng cây có độ dốc hợp lý và chế độ thủy lực được kiểm soát. Độ tin

cậy trong hoạt động của bãi lọc trồng cây cũng được nâng cao do thực vật và những

thành phần khác trong bãi lọc trồng cây có thể quản lý được như mong muốn. Chính vì

vậy, bãi lọc trồng cây rất thích hợp cho việc xử lý nước thải tại các khu vực dân sinh,

khu công nghiệp, các làng nghề nơi có quỹ đất rộng. Việc phát triển bãi lọc trồng cây

cũng có ý nghĩa bù đắp và phục hồi các khu vực đất ngập nước bị mất đi do nhu cầu đô

29

thị hóa và phát triển xây dựng.

1.2.3.1. Tình hình nghiên cứu trong nước và trên thế giới

- Tình hình nghiên cứu trên thế giới

Năm 1991, bãi lọc trồng cây dòng chảy ngầm xử lý nước thải sinh hoạt đầu tiên

đã được xây dựng ở Na Uy. Ngày nay, tại những vùng nông thôn ở Na Uy và Đan

Mạch, phương pháp này đã trở nên rất phổ biến để xử lý nước thải sinh hoạt. Mô hình

quy mô nhỏ được áp dụng phổ biến là hệ thống bao gồm bể tự hoại, tiếp đó là bể lọc

sinh học hiếu khí dòng chảy thẳng đứng và một bãi lọc ngầm trồng cây dòng chảy

ngang. Bể lọc sinh học hiếu khí được thiết kế trước bãi lọc ngầm để giảm BOD, COD

và thực hiện quá trình nitrat hóa trong điều kiện thời tiết lạnh.

Các nghiên cứu khác tại Đức, Thái Lan, Cộng hòa Séc, Thụy Sỹ, Bồ Đào Nha,

Trung Quốc, Thổ Nhĩ Kỳ, Hoa Kỳ cho thấy bên cạnh việc xử lý có hiệu quả các chất ô

nhiễm hữu cơ và vô cơ, bãi lọc trồng cây còn có thể loại bỏ vi sinh vật gây bệnh trong

nước thải sinh hoạt và nước thải đô thị; xử lý phân bùn bể phốt và xử lý nước thải công

nghiệp, nước rò rỉ bãi rác… Không những thế, thực vật từ bãi lọc trồng cây còn có thể

được chế biến, sử dụng làm phân bón cho đất, làm bột giấy và là nguồn năng lượng

thân thiện với môi trường. Tại Cộng Hòa Séc bãi lọc trồng cây được thiết kế lần đầu

tiên vào năm 1989, đến năm 1999 đã có hơn 100 bãi lọc trồng cây đã được thiết kế, chủ

yếu theo công nghệ dòng chảy ngang với các loài thực vật sử dụng là sậy và cỏ mèo.

Các bãi lọc này chủ yếu được dùng để xử lý nước thải sinh hoạt, với hiệu suất xử lý

chất hữu cơ tính theo BOD5 lên đến hơn 80%. Các nhà khoa học tại Trung tâm nghiên

cứu môi trường tại Leipzig-Halle, CHLB Đức đã nghiên cứu một cách hệ thống công

nghệ bãi lọc trồng cây để xử lý các chất ô nhiễm vô cơ, hữu cơ và khả năng khử trùng

bằng công nghệ này.

Một bãi lọc trồng cây áp dụng cho xử lý nước thải của khu dân cư thuộc ngoại ô

Bayawan City, Philippines với 336 hộ dân và 3380 nhân khẩu được hoàn thành vào

năm 2006, với sự trợ giúp của Trung tâm nghiên cứu môi trường Leizig-Halle, CHLB

30

Đức. Diện tích tổng cộng của bãi lọc trồng cây là 2680m2, đáp ứng yêu cầu xử lý là

150m3 nước thải/ngày đêm. Loại thực vật được sử dụng trong bãi lọc là cỏ sậy. Khả

năng tách loại chất hữu cơ tính theo BOD của hệ thống này đạt đến 97%.

Các nghiên cứu thử nghiệm trên thế giới cho thấy, công nghệ bãi lọc trồng cây

có thể áp dụng cho ngành công nghiệp chế biến thủy sản. Nhóm các nhà khoa học Thái

Lan tại King Mongkut’s University hợp tác với các nhà khoa học của Tulane

University, Hoa Kỳ, tiến hành khảo sát khả năng sử dụng bãi lọc trồng cây để xử lý

nước thải nhà máy chế biến thủy sản tại Thái Lan. Với thời gian lưu thủy lực là 5 ngày

hiệu suất tách loại đạt đến 91 – 99% đối với BOD, 52 - 90% đối với chất rắn lơ lửng,

72 – 92% đối với tổng nitơ, 72 – 77% đối với tổng photpho. Kết quả cũng cho thấy

trong hàm lượng chất hữu cơ quá cao cần phải có quá trình pha loãng hoặc tiền xử lý.

- Tình hình nghiên cứu trong nước

Tại Việt Nam, phương pháp xử lý nước thải bằng các bãi lọc ngầm trồng cây đã

và đang được một số trung tâm nghiên cứu và trường đại học áp dụng thử nghiệm, chủ

yếu xử lý nước thải sinh hoạt và nước thải bệnh viện. Các đề tài nghiên cứu mới đây

nhất về áp dụng phương pháp này tại Việt Nam như: “Xử lý nước thải sinh hoạt bằng

bãi lọc ngầm trồng cây dòng chảy thẳng đứng trong điều kiện Việt Nam” của Trung

tâm Kỹ thuật Môi trường đô thị và khu công nghiệp Trường Đại học Xây dựng Hà Nội

hợp tác với Đại học Linkoeping Thụy Điển và “Xây dựng mô hình hệ thống đất ngập

nước nhân tạo để xử lý nước thải sinh hoạt tại xã Minh Nông, Bến Gót, Việt Trì”. Gần

đây Đại học Quốc gia Hà Nội đã kết hợp với Trường Đại học Barcelona xây dựng một

pilot thí nghiệm xử lý nước thải thủy sản tại Quảng Yên (Quảng Ninh) bằng phương

pháp bãi lọc trồng cây dòng chảy nằm ngang và dòng chảy thẳng đứng kết hợp với tiền

xử lý hiếu khí. Kết quả đã cho thấy hoàn toàn có thể áp dụng phương pháp này trong

điều kiện của Việt Nam. Đây là công nghệ xử lý nước thải trong điều kiện tự nhiên,

thân thiện với môi trường, cho phép đạt hiệu suất cao, chi phí thấp và ổn định, đồng

thời làm tăng giá trị đa dạng sinh học, cải tạo cảnh quan môi trường, hệ sinh thái của

31

địa phương. Sinh khối thực vật và bùn phân hủy sau xử lý từ bãi lọc trồng cây còn có

giá trị sử dụng.

1.2.3.2. Các ưu - nhược điểm chính của bãi lọc trồng cây

- Ưu điểm

• Bãi lọc trồng cây có kinh phí đầu tư xây dựng và chi phí vận hành thấp (không

sử dụng nhiều thiết bị và năng lượng)

• Quá trình xử lý nước thải là quá trình hoàn toàn tự nhiên sử dụng vi sinh vật và

thực vật trong quá trình xử lý ô nhiễm môi trường (không sử dụng hóa chất)

• Đơn giản trong xây dựng, hoàn toàn có thể sử dụng các vật liệu địa phương

• Vận hành và bảo trì hoàn toàn đơn giản,

• Hiệu quả xử lý tốt và quá trình hoạt động ổn định

- Nhược điểm

• Yêu cầu quỹ đất cho xử lý, bãi lọc trồng cây chỉ có hiệu quả kinh tế cao nếu

quỹ đất sẵn có và không quá đắt.

• Vẫn chưa phát triển được hệ tiêu chuẩn để thiết kế bãi lọc trồng cây cho các

loại nước thải khác nhau và các vùng khí hậu khác nhau.

1.3. Đánh giá các phương pháp xử lý nitơ trong nước thải

Hiệu quả xử lý và giá thành của từng phương pháp rất khác nhau và khả năng sử

dụng từng phương pháp còn phụ thuộc vào nồng độ của hợp chất nitơ (amoni) trong

nước.

Theo Mulder [18], phụ thuộc vào nồng độ amoni trong nước thải, các phương

pháp sau có thể lựa chọn dựa trên tiêu chí về giá thành:

- Nồng độ amoni trong nước thải không cao, nhỏ hơn 100 mgN/l như trong

nước thải sinh hoạt thì phương pháp vi sinh là thích hợp.

- Nồng độ amoni nằm trong khoảng 100 - 5000 mg N/l như trong nước thải từ

quá trình phân hủy bùn (vi sinh) thì phương pháp được cho là khả dĩ vẫn là phương

32

pháp vi sinh. Kết luận này được đưa ra sau rất nhiều công trình nghiên cứu sâu sắc và

toàn diện. Phương pháp bốc hơi hoặc kết tủa dưới dạng MAP (struvite) cũng là phương

án khả dĩ song giá thành không thuận lợi nếu không tận dụng được sản phẩm NH3 hoặc

MAP.

- Nước thải có nồng độ amoni cao, lớn hơn 5000 mg N/l có thể xử lý theo

phương pháp hóa lý sẽ thuận lợi cả về mặt kỹ thuật và kinh tế. Đã có hệ thống công

nghiệp được xây dựng để xử lý nước thải chứa 1,5% NH3 bằng phương pháp sục khí

nóng để bốc hơi amoni và thu hồi NH3 từ pha khí.

Cho tới nay giải pháp xử lý sinh học được thực hiện rộng rãi hơn các giải pháp

khác.

1.4. Quá trình chuyển hóa sinh học của nitơ trong nước thải.

1.4.1. Hệ vi khuẩn của nước thải

Vi khuẩn (Bacteria) là sinh vật đơn bào, kích thước rất nhỏ từ 0,3  5m (chỉ

nhìn thấy ở kính hiển vi phóng đại 1000 lần). Vi khuẩn có hình cầu, hình que, hình sợi

xoắn. Chúng đứng riêng rẽ hoặc xếp thành đôi, thành 4 tế bào hoặc thành hình khối với

tế bào, xếp thành chuỗi hoặc thành chùm. Vi khuẩn sinh sản bằng cách chia đôi tế bào.

Nếu các điều kiện về chất dinh dưỡng, oxy, pH và nhiệt độ môi trường thích hợp thì

thời gian thế hệ là 15  30 phút.

Vi khuẩn đóng vai trò quan trọng (có thể nói là chủ yếu) trong quá trình phân

hủy chất hữu cơ, làm sạch nước thải, trong vòng tuần hoàn vật chất.

Theo phương thức dinh dưỡng, vi khuẩn được chia thành 2 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...

33

Có 3 loại vi khuẩn dị dưỡng:

+ Vi khuẩn hiếu khí (aerobe): cần oxy để sống, như quá trình hô hấp ở động vật bậc

+

tăng sinh khối

NH4

cao. Oxy cung cấp cho quá trình oxi hoá các chất hữu cơ theo phản ứng:

Chất hữu cơ + O2 CO2 + H2O + năng lượng vi khuẩn hiếu khí

+ Vi khuẩn kị khí hay yếm khí (anaerobe): Chúng có thể sống và hoạt động ở điều

kiện kị khí (không cần oxy của không khí), mà sử dụng oxy trong những hợp chất có

oxi như nitrat, sunfat, các chất hữu cơ có oxi.

-  CO2 + N2 + năng lượng

Chất hữu cơ + NO3

2-  CO2 + H2S + năng lượng

Chất hữu cơ + SO4

axit hữu cơ + CO2 + H2O + năng lượng Chất hữu cơ

CH4 + CO2 + năng lượng

+ Vi khuẩn tùy nghi (facultative): loại này có thể sống trong điều kiện có hoặc

không có oxy tự do. Chúng luôn có mặt trong nước thải.

- Vi khuẩn tự dưỡng (autotroph).

Loại vi khuẩn này có khả năng oxi 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

hóa, vi khuẩn sắt, vi khuẩn lưu huỳnh...Các phản ứng oxi hoá như sau:

+ + O2  2NO2

- + 4H+ + 2H2O + năng lượng

Ở Nitrosomonas: 2NH4

- + năng lượng

- + O2  2NO3

Ở Nitrobacter: 2NO2

Các vi khuẩn sắt oxi hoá sắt tan trong nước thành sắt không tan

+ năng lượng

+ O2  Fe3+ (không tan)

tan

Fe2+

Các vi khuẩn lưu huỳnh có khả năng chịu được pH thấp, oxi hoá H2S thành H2SO4

34

gây ăn mòn đường ống, các công trình xây dựng ngập trong nước. [7]

1.4.2. Quá trình amoni hóa sinh học

Amoni trong tự nhiên là kết quả của quá trình vận động chuyển hóa Nitơ (chu trình

Nitơ)

Hình 1.8.

Quá trình sinh hoạt đời sống và sản xuất của con người đã làm cho sự thay đổi

nồng độ của các hợp chất nitơ từng lúc từng nơi đã vượt quá ngưỡng cho phép, đặc biệt

là Amoni trong nguồn nước. Amoni có hại cho động vật và người nhưng ở một mức độ

nhất định lại có lợi cho thực vật và vi sinh vật vì đó là dinh dưỡng của chúng.

- + NH4

+ + H2O  C5H7O2N + 5O2 (1.22)

4CO2 + HCO3

C5H7O2N là nguyên sinh chất trong tế bào vi sinh vật.

Quá trình chuyển hóa nitơ trong nước thải thường bắt đầu bằng sự thủy phân,

oxi hóa và phân hủy nitơ hữu cơ bao gồm: các hợp chất dị vòng, protein, peptit, axit

35

amin, ure,...

Dưới tác dụng của enzim ureaza, ure và các hợp chất tương tự ure bị thủy phân

tạo thành ammoniac và muối amonibicacbonat. Phản ứng này có thể mô tả bằng

ureaza

phương trình sau:

+ + HCO3

- + NH3 (1.23)

CO(NH2)2 + 2H2O NH4

Sự chuyển hóa nitơ hữu cơ thành amoni được thực hiện nhờ các nhờ các loài vi

+

khuẩn, xạ khuẩn và nấm mốc.

- + NH4

(1.24) C5H7O2N + 4H2O  2,5CH4 + 1,5CO2 + HCO3

Amoni tạo thành được các loài vi khuẩn sử dụng làm nguồn dinh dưỡng nitơ

đồng hóa để xây dựng tế bào mới. Tảo và các thực vật thủy sinh khác cũng dùng amoni

cùng với CO2 và P để quang hợp [1, 7].

1.4.3. Quá trình nitrat hóa sinh học

Khi có oxi, các chất hữu cơ bị oxi hoá theo phản ứng:

- + NH4

+ + H2O

+ tồn tại ở dạng cân bằng

(1.25) C5H7O2N + 5O2  4CO2 + HCO3

Trong dung dịch ion NH4

+ + OH-  NH3 + H2O (1.26)

NH4

Nitrat hóa amoni là một quá trình gồm hai giai đoạn. Đầu tiên, amoni bị oxi hóa

thành thành nitrit nhờ vi khuẩn Nitrosomonas, là vi khuẩn hình cầu hoặc hình bầu dục,

gram (-), không sinh bào tử. Sau đó nitrit bị oxi hóa thành nitrat nhờ vi khuẩn

Nitrobacter, là trực khuẩn gram (-) không sinh bào tử. Quá trình này được mô tả theo

hai phương trình sau [7]:

(1.27)

36

(1.28)

Phương trình tổng:

(1.29)

Trong quá trình nitrat hóa, oxi đóng vai trò là chất nhận điện tử và chỉ nhận điện

tử mà Nitrosomonas và Nitrobacter có thể sử dụng. Do đó, môi trường hiếu khí là điều

kiện cần thiết cho quá trình nitrat hóa.

Quá trình nitrat hóa là quá trình giải phóng năng lượng, Nitrosomonas và

Nitrobacter sử dụng năng lượng này để duy trì và phát triển sinh khối (các tế bào vi

khuẩn). Các tế bào vi khuẩn này được biểu diễn gần đúng bằng công thức hóa học

C5H7O2N. Phản ứng tổng hợp sinh khối nhờ Nitrosomonas và Nitrobacter được thực

hiện như sau:

+ + HCO3

- + 4CO2 + H2O  C5H7O2N + 5O2

(1.30) hoặc (1.22) NH4

Như vậy, các tế bào vi khuẩn được tạo nên hoàn toàn từ các hợp chất vô cơ.

Ngoài ra cần có thêm một lượng nhỏ các chất dinh dưỡng vi lượng như P, S, Fe,... cho

-

quá trình tổng hợp nhưng không làm thay đổi phản ứng (1.30). Năng lượng ban đầu

+ và NO2

- thường xảy

cho phản ứng tổng hợp này khởi phát thu được từ phản ứng oxi hóa NH4

+ và NO2

(phương trình (1.27) và (1.28)). Do đó các phản ứng oxi hóa NH4

- ít hơn

ra đồng thời.

+ hoặc NO2

Vì năng lượng giải phóng từ phản ứng oxi hóa 1 mol NH4

năng lượng cần thiết để tạo thành 1 mol các tế bào vi khuẩn, nên các phương trình

(1.27), (1.28) và (1.30) phải được cân bằng lại để đạt được hiệu suất chuyển đổi năng

lượng tức là năng lượng cần sử dụng bằng năng lượng tạo thành. Vì vậy, quá trình

nitrat hóa sinh học có thể biểu diễn bằng phương trình tổng sau.

+ + 1,83O2 + 1,98HCO3

-  0,021C5H7O2N + 0,98NO3

- + 1,041H2O (1.31)

37

NH4

Phương trình này được sử dụng để đánh giá ba thông số quan trọng trong quá

trình nitrat hóa: nhu cầu oxi, độ kiềm cần sử dụng và sự tạo thành sinh khối có khả

năng nitrat hóa.

- thành sản phẩm cuối cùng là khí

1.4.4. Đenitrat hóa

- hoặc NO2

Denitrat hóa là quá trình khử NO3

N2 nhờ các vi sinh vật kỵ khí. Các vi sinh vật thực hiện quá trình này phân bố rộng rãi

trong môi trường. Trong số các vi sinh vật thực hiện quá trình denitrat hóa có

Thiobacillus, Hydrogenomonas thuộc nhóm tự dưỡng và Pseudomonas, Micrococcus

thuộc nhóm dị dưỡng. [14]

- + CO2

-

(1.32) C + 2NO3

-  2NO2 3C + 2H2O + CO2 + 4NO2

-  2N2 + 4HCO3

(1.33)

- + CO2

-  2N2 + 4HCO3

(1.34) 5C + 2H2O + 4NO3

Để quá trình denitrat hóa đạt hiệu suất cao cần phải bổ sung các hợp chất hữu cơ

dễ phân hủy sinh học làm nguồn cacbon. Hiện nay, người ta thường sử dụng metanol,

etanol, đường, dấm,... Quá trình phản ứng xảy ra như sau:

- + CH3OH  3NO2

- + CO2 + 2H2O

(1.35) 3NO3

- + CH3OH  N2 + CO2 + H2O + 2OH-

(1.36) 2NO2

Tổng hợp hai quá trình:

- + 5CH3OH  3N2 + 5CO2 + 7H2O + 6OH- (1.37)

3NO3

- như chất nhận điện tử từ phản

Nếu trong nước có oxi hòa tan sẽ làm giảm hiệu suất của quá trình denitrat hóa,

- hoặc NO2

do các vi khuẩn sẽ sử dụng O2 thay cho NO3

ứng khử để tạo năng lượng. Do đó phải loại bỏ oxi hòa tan trước khi thực hiện quá

38

trình denitrat hóa bằng cách bổ sung thêm một lượng metanol vào nước.

1.4.5. Quá trình yếm khí

Nguyên lý chung [6, 7]

Đây là phương pháp sử dụng vi sinh vật yếm khí

(CHO)nNS + O2  CO2 + H2O + sinh khối vi sinh + sản phẩm chính +

+ + H2S + năng lượng.

(1.38) chất trung gian + CH4 + H2 + NH4

Ở điều kiện yếm khí sinh khối vi sinh vật được tạo thành ít, ngoài các chất trung

gian tới 70% có một sản phẩm được quan tâm nhiều là metan. Vì vậy người ta cũng

dựa vào quy trình này để thu metan và quá trình này còn được gọi là lên men metan.

Các phương pháp yếm khí được dùng để lên men bùn cặn sinh ra trong quá

trình xử lý bằng phương pháp sinh học, cũng như nước thải công nghiệp chứa hàm

lượng các chất hữu cơ cao (BOD = 4  5 gam/lít). Đây là phương pháp cổ điển nhất

dùng để ổn định bùn cặn, trong đó các vi khuẩn yếm khí phân hủy các chất hữu cơ.

Tùy thuộc vào loại sản phẩm cuối cùng, người ta phân loại quá trình này thành: lên

men rượu, lên men axit lactic, lên men metan... Những sản phẩm cuối cùng của quá

trình lên men là: cồn, các axit, axeton, khí CO2, H2, CH4.

Để xử lý nước thải người ta sử dụng quá trình lên men khí metan. Đó là quá

trình phức tạp, diễn ra theo nhiều giai đoạn. Cơ chế của quá trình này chưa được biết

đến một cách chính xác và đầy đủ. Nhưng người ta giải thích quá trình lên men khí

metan gồm hai pha: pha axit và pha kiềm (hay pha metan).

Trong pha axit. Các vi khuẩn tạo axit (bao gồm các vi khuẩn tùy tiện và vi

khuẩn yếm khí) hóa lỏng chất hữu cơ sau đó lên men các chất hữu cơ phức tạp đó tạo

thành các axit bậc thấp như axit béo, cồn, axit amin, glixerin, axeton, NH3, H2S, CO2,

H2.

Các vi khuẩn kỵ khí thường là vi khuẩn gram âm, không hình thành bào tử phân

hủy polisaccarit để biến thành axit axetic, axit butyric và CO2. Có tới 30% số chủng

loại đã được phân lập có khả năng tạo thành hiđro. Thành phần loài phụ thuộc vào sự

39

thay đổi của môi trường.

Khi có mặt xenlulozơ, các vi khuẩn sau đây sẽ chiếm đa số: Bacillus cereus,

B.megateruim, Pseudomonas, aeruginosa, Pseudomonas riboflavina, Ps.reptilovora,

Leptespira biflexa, Alcaligenes faecalis và Proteus vulgraris. Các vi khuẩn này đã bị

phân lập từ bể tiêu hóa kị khí sinh metan.

Phế liệu giàu tinh bột tạo điều kiện cho Micrococcus candius, M varians,

M.urea, Bacillus cereus, B.megaterium và Pseudomonas spp sinh trưởng và phát triển.

Phế liệu giàu protein thích hợp cho quần thể vi khuẩn sau đây: Clostridium,

Bacillus cereus, B.ciruslans B.sphaeticus, B.subtilis, Micrococcus varians, Escherichia

coli, Baracolo beterium intermedium, Pseudomonas coliforme và Pseudomonas spp.

Dầu béo thực vật kích thích sinh trưởng của Micrococcus, Bacillus,

Streptomyces, Alcaligenes và Pseudomonas tại bể tiêu hóa kị khí.

Trong số vi khuẩn phân hủy protein cần chú ý đến giống Clostridium. Chúng có

khá nhiều trong nước thải protein. Các loài thuộc giống này kị khí, phân hủy rất mạnh

protein và chia làm ba nhóm:

 Clostridium nhóm I (Clostridium butylicum) phân hủy trực tiếp tinh bột,

sinh axit axetic chủ yếu là axit butylic

 Clostridium nhóm II phân hủy protein sinh axit izovaleric và axit axetic.

 Clostridium nhóm III (Clostridium perfringens) phân hủy protein, không

40

phân hủy đường, thu nhận năng lượng từ chuyển hóa các axit amin.

Bảng 1.1. Một số vi khuẩn sinh axit hữu cơ

Tên vi khuẩn pH Nhiệt Sản phẩm

độ

Bacillus cereus 5.2 25 – 35 Axetic, lactic

Bacillus knolfekampi 5.2 – 8.0 25 – 35 Axetic, lactic

Bacillus magaterium 5.2 – 7.5 25 – 35 Axetic, lactic

Bacteroides succinigenes 5.2 – 7.5 25 – 35 Axetic, sucxicnic

Clostridium carnefectium 5.2 – 8.5 25 – 37 Formic, axetic

Clostridium cellobinharus 5.2 – 8.5 36 - 38 Lactic, etanol, CO2

Clostridium dissolvens 5.2 – 8.5 35 – 51 Formic, axetic

Clostridium dissolvens 5.2 – 8.5 35 – 51 Lactic, sucxicnic

Clostridium dissolvens 5.2 – 8.5 35 – 51 Formic, axetic

Clostridium thermocellulaseum 5.2 – 8.5 55 – 65 Lactic, sucxicnic, etanol

Pseudomonas 2 3 – 42 Lactic, axetic, lactic

Ruminococus sp 2 33 – 48 Formic, axetic, sucxicnic

Trong pha kiềm. Các vi khuẩn tạo metan chỉ gồm các vi khuẩn yếm khí chuyển hóa các

sản phẩm trung gian trên tạo thành CO2 và CH4.

Những vi khuẩn này sống kị khí nghiêm ngặt, rất mẫn cảm với oxi, sinh trưởng

và phát triển rất chậm. Vi khuẩn sinh metan được chia thành 4 giống theo hình

thái và khả năng bào tử:

 Methanobacterium hình que, không sinh bào tử

 Methanobacillus hình que, sinh bào tử

 Methanococcus tế bào hình cầu, đứng riêng rẽ, không kết thành chuỗi

 Methanosarsina tế bào hình cầu, kết thành chuỗi hoặc khối

Đặc điểm của quá trình sinh metan là do tác dụng của một quần thể vi khuẩn. Các

41

loài vi khuẩn sinh metan nói chung có tính gram âm, không di động, đa số sinh bào tử

và kị khí rất nghiêm ngặt. Chúng có thể sử dụng NH3 làm nguồn nitơ. Chúng phát triển

rất chậm. Sau khi cấy lên môi trường dinh dưỡng vài tuần mới phát triển thành những

dạng hoạt động.

Những vi khuẩn sinh metan rất nhạy cảm với môi trường, đặc biệt là rất bị ức chế

bởi sự có mặt của các kim loại có trong môi trường.

Nguồn cacbon của chúng là các hợp chất hữu cơ, vô cơ đơn giản, như các axit

fomic, axit butiric, axit propionic, axetic, metanol, etanol, khí H2, CO2, CO. Để các vi

khuẩn metan phát triển bình thường trong môi trường cần phải có đủ CO2 và các chất

chứa nitơ. Nếu trường hợp trong môi trường lên men thiếu thì phải bổ sung. Nguồn

nitơ tốt nhất đối với vi khuẩn metan là amoni cacbonat và amoni clorua. Đặc biệt là vi

khuẩn metan không sử dụng nitơ trong các amino axit. Để quá trình lên men tiến hành

bình thường thì lượng nitơ cần thiết trong môi trường theo tỉ lệ sau: C/N là 20 :1.

Bảng 1.2. Một số vi khuẩn sinh metan

Tên vi khuẩn pH Nhiệt độ (0C) Axit bị chuyển hóa

Methanobacterium 6,5 - 8 37 - 40 CO2, H2, rượu I và II

omeliankii

Axit propionic Methanopropionicum

Methanoformicum CO2, H2, formic axit

Axit axetic Methanosochngenii

Axit butyric, axit valeric, Methanosuboxydans

caprionic

Methanoruminanticum H2, axit formic

Methanococcus vanirielii 1,4 – 9,0 Axit formic và H2

Methanococcuss mazei 30 – 37 Axit axetic, axit butyric

Methanosarcina methanica 35 – 37 Axit axetic, butyric

42

Methanosarcina barkerli 7,0 30 CO2, H2, axit axetic, metanol

Do các phản ứng thủy phân và các phản ứng oxi hoá khử xảy ra một cách nhanh

chóng và đồng bộ trong cùng một pha nên sự sắp xếp các phản ứng khi không có sự

tham gia của oxy nêu trên chỉ mang tính quy ước. Nhu cầu oxy sinh học của toàn bộ

quá trình gần như bằng không. Do sinh ra nhiều axit nên độ pH của môi trường có thể

giảm mạnh.

Phản ứng chính tạo thành metan có thể xảy ra như sau:

(1.39) CO2 + 4H2A  CH4 + 4A + 2H2O

Trong đó H2A là chất hữu cơ chứa hydro

Cũng có thể xảy ra phản ứng khác (khi có và khi không có hydro):

(1.40) CO + 3H2  CH4 + H2O

(1.41) 4CO + 2H2O  3CO2 + CH4

Metan cũng có thể được tạo thành do sự phân rã axit axetic:

(1.42) CH3COOH  CH4 + CO2

2- ở điều kiện yếm khí vi

(1.43) CO2 + H2  CH4 + 2H2O

Trong quá trình xử lý nước thải công nghiệp chứa SO4

2- thành H2S như sau:

khuẩn khử sunfat sẽ khử SO4

2-  5A + H2S + 4H2O

(1.44) 5H2A + SO4

Ngoài ra còn có cả quá trình đề nitrat hóa:

-  6A + H2O + N2

(1.45) 6H2A + 2NO3

Tóm lại quá trình lên men metan gồm ba giai đoạn:

 Giai đoạn lỏng hóa nguyên liệu đầu để vi khuẩn sử dụng các chất dinh

dưỡng.

 Giai đoạn thành axit :

H2A  các axit hữu cơ ( CH3COOH, C2H5COOH, C3H7COOH)

 Giai đoạn thành metan:

43

Các axit hữu cơ  CH4 + CO2

Các yếu tố chính ảnh hưởng tới hiệu suất quá trình phân hủy yếm khí tạo khí

metan

 Nhiệt độ: Nhiệt độ là yếu tố điều tiết cường độ của quá trình. Nhiệt độ tối ưu

cho quá trình này là 350C. Như vậy quá trình này có thể thực hiện ở điều

kiện ấm (30  350C) hoặc nóng (50  550C). Khi nhiệt độ ở dưới 100C vi

khuẩn tạo nên metan hầu như không hoạt động.

 Liều lượng nạp nguyên liệu và mức độ khuấy trộn: Nguyên liệu nạp cho quá

trình cần có hàm lượng chất rắn 7 9%. Tác dụng của khuấy trộn là phân bố

đều dinh dưỡng và tạo điều kiện tiếp xúc tốt với các vi sinh vật và giải phóng

khí sản phẩm ra khỏi hỗn hợp lỏng – rắn.

 Tỷ số C/N: Tỷ số C/N tối ưu cho quá trình là (25  30)/1.

 pH: pH tối ưu cho quá trình dao động trong phạm vi rất hẹp, từ 6,5 đến 7,5.

Do lượng vi khuẩn tạo ra bao giờ cũng giảm trước khi quan sát thấy pH thay

đổi, nên nếu pH giảm thì cần ngừng nạp nguyên liệu, vì nếu tiếp tục nạp

nguyên liệu thì hàm lượng axit tăng lên dẫn đến kết quả làm chết các vi

khuẩn tạo CH4.

 Ngoài ra còn kể đến ảnh hưởng của dòng vi khuẩn, thời gian lưu cần đủ để

đảm bảo hiệu suất khử các chất gây ô nhiễm và điều kiện không chứa các

hóa chất độc, đặc biệt là các kim loại nặng (Cu, Ni, Zn...), hàm lượng NH3

và sunfua quá dư cùng một số hợp chất hữu cơ khác.

1.4.6. Quá trình hiếu khí [6, 7]

Đây là phương pháp xử lý sử dụng các nhóm vi sinh vật hiếu khí. Để đảm bảo

hoạt động sống của chúng cần cấp oxi liên tục và duy trì nhiệt độ trong khoảng từ 20

đến 40oC.

Phương trình tổng quát các phản ứng tổng hợp của quá trình oxy hóa sinh hóa ở

44

điều kiện hiếu khí như sau:

vi sinh vật

- - CxHyOzNt + (x + ) O2 xCO2 + H2O + tNH3 + H (1.46)

vi sinh vật

- - CxHyOzNt + tNH3 + (x + )O2 2tC5H7NO2 + (x – 10t)CO2

+ (1.47) H2O + H

Trong phản ứng trên, CxHyOzN là tất cả các chất hữu cơ của nước thải, còn

C5H7NO2 là công thức theo tỉ lệ trung bình các nguyên tố chính trong tế bào vi sinh vật,

H là năng lượng.

Phản ứng (1.46) là phản ứng oxi hoá các chất hữu cơ để đáp ứng nhu cầu năng

lượng của tế bào, còn phản ứng (1.47) là phản ứng tổng hợp để xây dựng tế bào. Lượng

oxy tiêu tốn cho các phản ứng này là tổng BOD của nước thải.

Nếu tiếp tục tiến hành quá trình oxy hóa thì không đủ chất dinh dưỡng, quá trình

vi sinh vật

chuyển hóa các chất của tế bào xảy ra theo giai đoạn sau:

vi sinh vật

vi sinh vật

(1.48) C5H7NO2 + 5O2 5CO2 + NH3 + 2H2O + H

(1.49) NH3 + O2 HNO2 + O2 HNO3

Tổng lượng oxy tiêu tốn cho các phản ứng trên cần gấp hai lần lượng oxy tiêu tốn

của hai phản ứng đầu. Từ các phản ứng trên thấy rõ sự chuyển hóa hoá học là nguồn

năng lượng cần thiết cho các vi sinh vật.

Các yếu tố chính ảnh hưởng đến quá trình phân hủy hiếu khí:

 pH: Đây là yếu tố có ảnh hưởng rất nhiều đến quá trình xử lý. Khoảng pH tối

ưu cho quá trình xử lý thường nằm gần vùng trung tính.

 Lượng oxy cung cấp cho quá trình xử lý phụ thuộc nhiều vào sự khuấy trộn,

sục khí,... Lượng oxy cung cấp càng nhiều thì càng làm tăng tốc độ quá trình

xử lý

 Nhiệt độ: Khi nhiệt độ tăng thì tốc độ oxi hoá tăng. Trong thực tế nhiệt độ

nước thải trong hệ thống xử lý được duy trì trong khoảng từ 20 đến 30oC.

45

Khi nhiệt độ tăng quá ngưỡng vi khuẩn sẽ bị chết, còn ở nhiệt độ thấp thì tốc

độ sẽ bị giảm, quá trình thích nghi của vi sinh vật với môi trường mới sẽ bị

chậm lại.

 Các nguyên tố dinh dưỡng và vi lượng: Để có phản ứng sinh hóa nước thải

cần chứa các hợp chất của các nguyên tố dinh dưỡng và vi lượng. Đó là các

nguyên tố N, P, K, Mg, Ca, Na, Fe, Mn,...Trong đó N, P, K là các nguyên tố

chủ yếu.

+ được tạo thành trong quá trình amoni hóa nhờ rất nhiều loài vi sinh vật,

1.4.7. Quá trình chuyển hóa nitơ trong nước thải do vi sinh vật

NH4

- rồi bị vi

được các loài vi khuẩn sử dụng làm nguồn N dinh dưỡng, đồng hóa để xây dựng tế bào

+ còn nhờ vi khuẩn nitrat hóa chuyển thành NO2

-, NO3

mới. Ngoài ra NH4

Tự phân

Nitơ hữu cơ (protein, peptit, amino axit ...), ure

Thuỷ phân và oxi hoá do vi khuẩn

Đồng hóa

+

N – NH4

Nitơ trong thành phần tế bào vi khuẩn

Tế bào vi khuẩn chết

Oxi hoá nội sinh

Nitrosomonas O2

-)

Nitrit (NO2

Nitrat hóa

Nitrobacter O2

Khử nitrat: (P. denitrificans, B. lichenifomis, Thiobacillus denitrificans)

-)

Nitrat (NO3

Nitơ phân tử (N2)

anoxic (thiếu khí)

Cacbon hữu cơ

Đenitrat hóa

khuẩn đenitrat hóa chuyển thành nitơ phân tử bay vào không khí. [7]

46

Hình 1.9. Chuyển hóa các hợp chất nitơ trong xử lý sinh học

CHƯƠNG 2. ĐỐI TƯỢNG, PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

VÀ THỰC NGHIỆM

2.1. Đối tượng nghiên cứu

Nước thải thủy sản (nước tôm) tự pha chế: lấy 100 gam tôm thẻ chân trắng, bóc

vỏ, xay nhỏ và lọc lấy nước để tiến hành thí nghiệm.

2.2. Mục tiêu nghiên cứu

Tìm hiểu quá trình phân giải yếm khí và hiếu khí đối với nước thải thủy sản tự

pha từ tôm. Nước thải này có hàm lượng protein cao, đó cũng là nguyên nhân làm cho

nước thải có hàm lượng các hợp chất nitơ cao.

2.3. Phương pháp nghiên cứu

Phân tích hàm lượng các hợp chất Nitơ trong quá trình xử lý. Từ các kết quả thu

được, đánh giá quá trình chuyển hóa Nitơ trong xử lý yếm khí và hiếu khí.

2.4. Phương pháp phân tích [4, 8]

2.4.1. Phương pháp xác định COD bằng kalibicromat

Nguyên tắc

Dùng dung dịch K2Cr2O7 là chất oxy hóa mạnh để oxy hóa các hợp chất hữu cơ

trong môi trường axit H2SO4 đặc và dùng tinh thể Ag2SO4 làm xúc tác cho phản ứng

xảy ra hoàn toàn theo phương trình:

Chất hữu cơ + K2Cr2O7 + 2H+ → CO2 + H2O + 2Cr3+ + 2K+

Lượng K2Cr2O7 dư được chuẩn độ lại bằng dung dịch muối Mohr

[Fe(NH4)2(SO4)2] với chỉ thị Feroin.

Cl- thường xuyên có mặt trong nước gây ra sai số cho kết quả phân tích:

2- + 6 Cl- + 14H+ → 3Cl2 +2Cr3+ + 7H2O

Cr2O7

Dùng dung dịch Hg2SO4 để loại bỏ ảnh hưởng của Cl- trong quá trình phân tích.

47

Cách tiến hành

Lấy Vm = 5 mL mẫu cần phân tích cho vào bình cầu, thêm V1 = 5 mL hỗn hợp

dung dịch K2Cr2O7 0,25N và HgSO4, thêm tiếp 10ml hỗn hợp dung dịch Ag2SO4 trong

H2SO4 đặc với hàm lượng Ag2SO4 là 11 gam/lít dung dịch H2SO4 đặc, thêm 2 – 3 viên

đá bọt, lắc đều. Lắp bình cầu vào sinh hàn hồi lưu. Đun hồi lưu trong 2 giờ, để nguội

đến nhiệt độ phòng rồi chuyển toàn bộ dung dịch trong bình cầu sang bình nón, tráng

bình cầu 2 – 3 lần bằng nước cất. Thêm 1 – 2 giọt chỉ thị Feroin, lắc đều. Chuẩn độ

K2Cr2O7 dư bằng dung dịch muối Mohr 0,1N cho đến khi dung dịch chuyển từ màu

xanh sang màu nâu đỏ thì kết thúc phép chuẩn độ.

Chỉ số COD được xác định theo công thức:

COD =  8  1000

Thể tích mẫu đem phân tích (mL). Trong đó: Vm:

V1: Thể tích dung dịch K2Cr2O7 (mL)

Vmohr: Thể tích muối Mohr để chuẩn lượng K2Cr2O7 dư (mL).

N1: Nồng độ đương lượng của K2Cr2O7 (N)

N2: Nồng độ đương lượng của muối Morh (N).

8: Đương lượng gam của oxy

1000: Hệ số chuyển đổi thể tích từ lít sang mL

2.4.2. Xác định hàm lượng amoni

* Nguyên tắc:

Đo quang phổ ở bước sóng khoảng 655 nm của hợp chất màu xanh được tạo bởi

phản ứng của amoni với salixylat và ion hypoclorit có sự tham gia của natri

nitrosopentaxyano sắt (III) hai phân tử nước. Các ion hypoclorit được tạo trong situ

bằng cốc thuỷ phân kiềm của N, N/ đicloro- 1,3,5- triazin 2,4,6 (1H,3H,5H) trion, muối

natri (natri điclorosoxyanurat). Phản ứng của cloramin với natri salixylat xảy ra ở độ

48

pH 12.6 có sự tham gia của natri nitroprusiat.

Bất kỳ chất cloramin nào có mặt trong mẫu thử cũng đều được xác định. Natri

xitrat có trong thuốc thử để cản sự nhiễu do các cation, đặc biệt là canxi và magiê.

* Chuẩn bị hoá chất:

Chuẩn bị dung dịch tiêu chuẩn :

- Dung dịch A (1000 mg N/lít):

+ Hoà tan 3.819 g ± 0.004 g amoni clorua (đã được sấy khô ở 1050C ít nhất 2

giờ) vào bình định mức dung tích 1000 ml. Pha loãng đến vạch mức bằng nước.

+ Bảo quản trong lọ thuỷ tinh nút kín, dung dịch bền ít nhất trong một tháng.

- Dung dịch B (100 mg N/lít):

+ Dùng pipet lấy 100 ml dung dịch A cho vào bình định mức dung tích 1000 ml.

Pha loãng bằng nước tới vạch.

+ Bảo quản trong lọ thuỷ tinh nút kín, dung dịch bền ít nhất trong một tuần.

- Dung dịch C (dung dịch chuẩn 1 mg N/lít):

+ Dùng pipet lấy 1 ml dung dịch B cho vào bình định mức dung tích 100 ml.

Pha loãng bằng nước tới vạch.

+ Chuẩn bị dung dịch này ngay trước khi sử dụng.

Chuẩn bị thuốc thử màu

Hoà tan 130 gam ± 1 gam natri salixylat (C7H6O3Na) và 130 gam ± 1 gam

trinatri xytrat ngậm hai phân tử nước ((C6H5O7Na3.2H2O) vào nước trong bình định

mức 1000 ml. Thêm một lượng nước đủ để cho tổng thể tích chất lỏng bằng khoảng

950 ml và sau đó thêm 0.970 g ± 0.005 gam natri nitrosopentaxyano sắt (III) 2 phân tử

nước (natri nitroprusiat, {Fe(CN)5NO}Na2.2H2O}) vào dung dịch. Hoà tan chất rắn

trong dung dịch, sau đó pha loãng bằng nước tới vạch.

Bảo quản trong lọ thuỷ tinh màu hổ phách, thuốc thử này bền ít nhất trong hai tuần.

49

Chuẩn bị dung dịch natri điclorosoxyanurat

Hoà tan 32.0 gam ± 0.1 gam natri hyđroxit trong 500 ml ± 50 ml nước. Làm

nguội dung dịch đến nhiệt độ trong phòng và thêm 2.00 gam ± 0.02 gam natri

điclorosoxyanurat 2 phân tử nước (C2N3O3Cl2Na.2H2O) vào dung dịch. Hoà tan chất

rắn và chuyển toàn bộ dung dịch sang bình định mức dung tích 1000 ml. Thêm nước

tới vạch.

Bảo quản trong lọ thuỷ tinh màu hổ phách, thuốc thử này ổn định ít nhất trong hai tuần.

Chuẩn bị dung dịch rửa

Hoà tan 100 gam ± 2 gam kali hyđroxyt trong 100 ml nước ± 2 ml nước. Làm nguội

dung dịch và thêm vào 900 ml ± 50 ml etanol 95%

Bảo quản trong lọ polyetylen.

* Tiến hành phân tích:

Phân tích mẫu thực: Pha loãng mẫu bằng nước cất sao cho nồng độ mẫu nằm trong

khoảng đường chuẩn. Lấy 40 ml mẫu đã lọc cho vào bình định mức 50 ml, thêm 4,00

ml ± 0,05 ml thuốc thử mầu và lắc kỹ sau đó thêm 4.00 ml ± 0.05 ml dung dịch natri

đicloroxyanuarat và lại lắc kỹ. Để yên 60 phút cho màu ổn định và đo quang ở bước

sóng 655 nm. Tính toán nồng độ amoni trong mẫu theo phương trình đường chuẩn.

Dựng đường chuẩn cho phép phân tích: Lấy vào các bình định mức 50 ml các

dung dịch tiêu chuẩn C (1 mg/L) như bảng sau. Sau khi cho thuốc thử, lắc đều các

bình, để yên 60 phút rồi đem đo màu ở bước sóng 655nm. Từ kết quả đo mật độ quang

thu được xây dựng đường chuẩn biểu diễn sự phụ thuộc độ hấp thụ quang vào nồng độ

50

amoni trong mẫu.

Bảng 2.1. Kết quả xây dựng đường chuẩn của amoni

Thuốc thử Nước Nồng độ Thuốc thử 2 Dung dịch 1 STT cất Amoni ABS chuẩn(mL) (mL) (mL) (mg/l) (mL)

4.0 0 1 42.0 0.0 4.0

4.0 0.04 0.009 2 40.0 2.0 4.0

4.0 0.08 0.016 3 38.0 4.0 4.0

4.0 0.12 0.022 4 36.0 6.0 4.0

4.0 0.16 0.035 5 33.0 9.0 4.0

4.0 0.2 0.041 6 32.0 10.0 4.0

4.0 0.4 0.067 7 22.0 20.0 4.0

4.0 0.6 0.117 8 12.0 30. 4.0

ABS

+] (mg/lít)

[NH4

4.0 0.8 0.149 9 2.0 40.0 4.0

51

Hình 2.1. Phương trình đường chuẩn của amoni

-) trong nước bằng phương pháp so màu với

2.4.3. Xác định hàm lượng Nitrit (NO2

thuốc thử Griss

* Nguyên tắc:

Trong môi trường axit axetic, ion nitrit phản ứng với axit sunfanilic và

- phản ứng với axit sunfanilic tạo thành muối điazo:

-naphtylamin tạo thành hợp chất có màu hồng.

Đầu tiên, ion NO2

(2.1)

Sau đó, muối này phản ứng với α-naphtylamin tạo thành hợp chất azo có màu hồng:

Cường độ màu tỷ lệ với hàm lượng nitrit trong nước. Đem đo quang trên máy ở

- không gây ảnh hưởng gì cho việc xác

bước sóng 520nm, từ mật độ quang thu được và dựa vào phương trình đường chuẩn, ta

rút ra được hàm lượng nitrit tương ứng. Ion NO3

định.

* Hoá chất cần thiết:

Chuẩn bị thuốc thử Griess:

Dung dịch axit sunfanilic: Hoà tan 0.5g axit sunfanilic trong 150mL dung dịch

52

axit acetic 12%. Dung dịch được giữ trong lọ tối.

Dung dịch -naphtylamin: Hoà tan 0.1g -naphtylamin trong 200mL nước cất,

đun cách thuỷ trên bếp khoảng 30 phút cho tan hết. Sau đó để nguội thêm 150mL

CH3COOH 12%.

Chuẩn bị dung dịch tiêu chuẩn NaNO2: Hoà tan 0.1497g NaNO2 tinh khiết hoá

học đã sấy khô ở 105oC trong 2 giờ bằng nước cất, pha loãng đến vạch 1L, 1mL dung

dịch này có 0.1mg nitrit.

Dung dịch 1: Dung dịch có hàm lượng 0.01 mg/mL, chuẩn bị bằng cách pha

loãng 10 lần dung dịch trên bằng nước cất.

Dung dịch 2: Dung dịch có hàm lượng 0.001 mg/mL, chuẩn bị bằng cách pha

loãng 10 lần dung dịch 1 bằng nước cất.

* Tiến hành phân tích: Lấy 5mL mẫu nước cho vào ống nghiệm khô, thêm 1mL axit

sunfanilic và 1mL -naphtylamin. Lắc đều, để yên 20 phút rồi đem đo mật độ quang ở

bước sóng 520nm.

* Lập đường chuẩn: Lần lượt cho vào các ống nghiệm khô dung dịch tiêu chuẩn

NaNO2 (0.001 mg/mL) với những thể tích khác nhau, sau đó cho thuốc thử, lắc đều, để

53

yên 20 phút rồi đem đo quang ở bước sóng 520nm.

Bảng 2.2. Kết quả xây dựng đường chuẩn của nitrit

Nồng độ -naphtylamin Dung Nước cất Sunfanilic STT ABS dịch (mL) (mL) (mL) (mg/ L) (mL)

0.0 5.0 1 1 0.0 1

0.5 4.5 1 1 0.032 0.1 2

1.0 4.0 1 1 0.062 0.2 3

1.5 3.5 1 1 0.096 0.3 4

2.0 3.0 1 1 0.112 0.4 5

2.5 2.5 1 1 0.141 0.5 6

3.0 2.0 1 1 0.158 0.6 7

3.5 1.5 1 1 0.182 0.7 8

4.0 1.0 1 1 0.200 0.8 9

4.5 0.5 1 1 0.218 0.9 10

54

5.0 0.0 1 1 0.233 1.0 11

ABS

-] (mg/lít)

[NO2

Hình 2.2. Phương trình đường chuẩn của nitrit

-) trong nước bằng phương pháp so màu với thuốc thử

2.4.4. Xác định nitrat (NO3

phenoldisunfonic

* Nguyên tắc:

Ion nitrat tác dụng với axit phenoldisunfonic trong môi trường axit để tạo thành

hợp chất 2,4,6-trinitrophenol, sau đó kiềm hóa dung dịch bằng amoniac thì tạo phức

màu vàng hấp thụ quang mạnh ở bước sóng  = 410 nm. Phản ứng tạo phức đo quang

55

[11]:

Cường độ màu tỉ lệ với hàm lượng nitrat trong dung dịch. Hàm lượng nitrat tối

đa phát hiện được theo phương trình này là 10 mg/l.

* Chuẩn bị hoá chất:

Dung dịch axit phenoldisunfonic: Hoà tan 50g phenol trong 100mL axit sunfuric

đặc, đun hồi lưu hỗn hợp dung dịch trong khoảng 1 – 2 giờ để tan hết phenol. Sau đó

để nguội, dung dịch thu được có màu nâu đỏ, sánh.

Dung dịch Amoniac đặc (25%).

* Phép phân tích:

Phân tích mẫu thực: Lấy 5mL mẫu cho vào cốc, đun cạn. Thêm 0.5mL axit

phenoldisunfonic, lắc đều. Thêm khoảng 10mL nước cất, lắc đều. Thêm 5 ml dung

dịch ammoniac đặc, lắc đều. Chuyển tất cả vào bình định mức 25mL, thêm nước cất

đến vạch mức. Để yên 10 phút, đo độ hấp thụ quang ở bước sóng 410nm.

Cách dựng đường chuẩn: Tương tự như phần xác định amoni, sử dụng chất

56

chuẩn là muối Kali nitrat.

Bảng 2.3. Kết quả xây dựng đường chuẩn của nitrat

Dung dịch Amoniac Nước Phenoldisunfonic Nồng độ STT ABS cất (mL) (mL) (mg/l) chuẩn(mL) (mL)

0 5 0.0 5.0 1 0.5

0.008 1 5 0.5 4.5 2 0.5

0.009 2 5 1.0 4.0 3 0.5

0.02 3 5 1.5 3.5 4 0.5

0.024 4 5 2.0 3.0 5 0.5

0.027 5 5 2.5 2.5 6 0.5

0.036 6 5 3.0 2.0 7 0.5

0.041 7 5 3.5 1.5 8 0.5

0.048 8 5 4.0 1.0 9 0.5

0.054 9 5 4.5 0.5 10 0.5

57

10 0.062 5 5.0 0.0 11 0.5

ABS

-] (mg/lít)

[NO3

3-) trong nước bằng phương pháp trắc phổ dùng

Hình 2.3. Phương trình đường chuẩn của nitrat

2.4.5. Xác định photphat (PO4

amoni molipđat

Nguyên tắc:

Phản ứng giữa ion octophotphat và dung dịch axit chứa molipđat và ion antimon sẽ tạo

ra phức chất antimon photphomolipđat.

Khử phức chất bằng axit ascobic tạo thành phức chất molipđen màu xanh đậm. Đo độ

hấp thụ có thể xác định được nồng độ octophotphat.

3-:

* Chuẩn bị hoá chất:

Chuẩn bị dung dịch tiêu chuẩn PO4

Dung dịch A: Hoà tan 0.2197 gam KH2PO4 tinh khiết hoá học đã sấy khô đến

khối lượng không đổi ở 105 - 110oC trong 2 giờ bằng 800 ml nước cất trong bình định

mức dung tích 1000 ml. Thêm 10 ml dung dịch H2SO4 4,5 mol/lít và thêm nước cất đến

vạch. 1ml dung dịch này có 50 mg P/l.

Dung dịch B: Lấy 20ml dung dịch A cho vào bình định mức 500 ml, thêm nước

58

cất đến vạch, 1ml dung dịch này có 2 mg P/l.

Dung dịch H2SO4 9 mol/lít: Cho 500 ml  5 ml nước vào cốc 2 lít. Thêm từ từ

và khuấy đều 500 ml  5 ml axit sunfuric đặc ( = 1.84 gam/ml)

Axit ascobic, dung dịch 100 gam/lít: Hòa tan 10 gam axit ascobic (C6H8O6)

trong 100 ml nước.

Molipđat trong axit: Hòa tan 13 gam heptamolipđat tetrahydrat

[(NH4)6Mo7O24.4H2O)] trong 100 ml nước. Hòa tan 0,35 gam antimon kali tartrat

hemyhydrat K(SbO)C4H4O6.1/2H2O trong 100 ml nước. Thêm dung dịch molipđat vào

300 ml dung dịch axit sunfuric 9 mol/lít và khuấy đều. Thêm dung dịch tartrat và trộn

kỹ.

* Phép phân tích:

Dùng pipet lấy mẫu vào bình định mức 50 ml và pha loãng với nước tới 40 ml

nếu cần. Thêm 1 ml dung dịch axit ascobic và 2 ml dung dịch axit molipđat. Thêm

nước tới vạch và lắc kỹ. Để yên 10 phút, đo độ hấp thụ ở  = 700 nm.

Dựng đường chuẩn: Dùng pipet lấy 1,0; 2,0; 3,0; 4,0; 5,0; 6,0; 7,0; 8,0; 9,0; 10,0

ml dung dịch chuẩn octophotphat cho vào bình định mức 50 ml. Sau đó tiến hành

59

giống như mẫu thực.

3-

Bảng 2.4. Kết quả dựng đường chuẩn PO4

Amoni V chung Mật độ Dung dịch Axit P STT molipđat dung dịch quang chuẩn(ml) ascobic mg/lít (ml) ABS

1 1,0 0,0 50 0.00 2,0

2 1,0 1 50 0.04 0.021 2,0

3 1,0 2 50 0.08 0.041 2,0

4 1,0 3 50 0.12 0.058 2,0

5 1,0 4 50 0.16 0.077 2,0

6 1,0 5 50 0.20 0.097 2,0

7 1,0 6 50 0.24 0.121 2,0

8 1,0 7 50 0.28 0.138 2,0

9 1,0 8 50 0.32 0.146 2,0

10 1,0 9 50 0.36 0.175 2,0

ABS

3-] (mg/lít)

[PO4

11 1,0 10 50 0.40 0.196 2,0

60

Hình 2.4. Phương trình đường chuẩn của photphat

2.5. Thực nghiệm

Thiết kế các thí nghiệm tìm hiểu quá trình xử lý các hợp chất hữu cơ chứa nitơ

trong điều kiện yếm khí và hiếu khí

2.5.1. Quá trình yếm khí

Cân khoảng 100 gam tôm, bóc bỏ vỏ, xay nhuyễn. Sau đó hòa tan hỗn hợp vào

nước, bỏ cặn, lọc lấy nước.

Lấy khoảng 900 ml bùn yếm khí có sẵn trong phòng thí nghiệm môi trường cho

vào bình yếm khí dung tích 2 lít. Cho toàn bộ nước tôm vào bình yếm khí, thêm nước

tới gần 2 lít rồi đậy kín bình và để ở nơi tối (tránh ánh sáng).

-,

Sau 30 phút, dùng pipet hút khoảng 50 ml dung dịch trong bình yếm khí, cho

+, NO2

3- (coi như thông số của mẫu ban đầu).

vào phễu lọc. Lấy nước đã lọc tiến hành phân tích các thông số COD, NH4

-, PO4

NO3

Tiến hành phân tích mẫu sau 1, 2, 3, 4, 5, 6 ngày với các thao tác như trên.

2.5.2. Quá trình hiếu khí

Cân khoảng 100 gam tôm, bóc bỏ vỏ, xay nhuyễn. Sau đó hòa tan hỗn hợp vào

nước, bỏ cặn, lọc lấy nước. Lấy khoảng 6 lít sinh khối trong bể hiếu khí trong phòng

thí nghiệm môi trường cho vào bình hiếu khí dung tích 20 lít, sau đó cho toàn bộ nước

tôm vào và thêm nước đến vạch rồi tiến hành sục khí.

Sau 30 phút, dùng ống đong lấy khoảng 1000 ml dung dịch trong bình hiếu khí,

3- (coi như

để yên khoảng 15 phút để đo thể tích sinh khối. Sau đó đổ mẫu nước vào phễu lọc. Lấy

+, NO2

-, NO3

-, PO4

nước đã lọc tiến hành phân tích các thông số COD, NH4

thông số của mẫu ban đầu).

61

Tiến hành phân tích mẫu sau 1, 2, 3, 4, 5 ngày với các thao tác như trên.

2.5.3. So sánh giữa yếm khí và hiếu khí

Cân khoảng 100 gam tôm, bóc bỏ vỏ, xay nhuyễn. Sau đó hòa tan hỗn hợp vào

nước, bỏ cặn, lấy nước lọc pha loãng tới thể tích 5 lít. Cho 2 lít vào bình yếm khí, 2 lít

3- trong

vào bình hiếu khí, 1 lít dùng để xác định tổng N.

+, NO2

-, NO3

-, PO4

Tiến hành phân tích đồng thời các thông số COD, NH4

bình yếm khí, hiếu khí sau 30 phút, 1, 2, 3 ngày.

2.5.4. Nghiên cứu trật tự yếm khí và hiếu khí trong quá trình xử lý nước thải.

Cân khoảng 100 gam tôm, bóc bỏ vỏ, xay nhuyễn. Sau đó hòa tan hỗn hợp vào

nước, bỏ cặn, lấy nước lọc pha loãng tới thể tích 5 lít. Cho 2 lít vào bình yếm khí, 2 lít

3- trong

vào bình hiếu khí, 1 lít dùng để xác định tổng N.

+, NO2

-, NO3

-, PO4

Tiến hành phân tích đồng thời các thông số COD, NH4

bình yếm khí, hiếu khí sau 30 phút, 1, 2 ngày.

3- trong bình yếm khí, hiếu khí sau

Đổi mẫu nước đã xử lý yếm khí sang xử lý tiếp hiếu khí và ngược lại. Phân tích

+, NO2

-, NO3

-, PO4

đồng thời các thông số COD, NH4

62

30 phút, 1, 2 ngày.

CHƯƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN

3.1. Kết quả thí nghiệm xử lý yếm khí

+

-

-

3-

Bảng 3.1. Kết quả thí nghiệm yếm khí lần 1

STT Ngày COD pH NH4 NO2 NO3 PO4

(mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l)

3/8/2013 1146 27.46 1.08 7.62 16.98 >7 1

4/8/2013 1465 51.35 0.29 0.41 26.45 >7 2

5/8/2013 2172 274.65 0.33 0.25 25.14 >7 3

6/8/2013 2344 278.98 0.23 0.25 24.88 >7 4

7/8/2013 4848 289.13 0.40 0.41 11.83 >7 5

8/8/2013 6336 299.10 0.13 0.00 10.00 >7 6

+

-

-

3-

Bảng 3.2. Kết quả thí nghiệm yếm khí lần 2

STT Ngày COD pH NH4 NO2 NO3 PO4

(mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l)

16/9/2013 1168 30.17 0.78 5.16 30.18 >7 1

17/9/2013 3817 54.71 0.21 0.41 47.14 >7 2

18/9/2013 3964 76.38 0.29 0.24 18.42 >7 3

19/9/2013 3852 81.80 0.61 0.00 46.10 >7 4

20/9/2013 3739 75.03 0.58 0.74 35.82 >7 5

63

21/9/2013 4080 72.32 0.56 0.74 47.68 >7 6

+

-

-

3-

Bảng 3.3. Kết quả trung bình thí nghiệm xử lý yếm khí

STT COD pH NH4 NO2 NO3 PO4

(mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l)

1 1157 28.815 0.93 6.39 23.58 >7

2 2641 53.03 0.25 0.41 36.79 >7

3 3068 175.51 0.31 0.24 21.78 >7

4 3098 180.39 0.42 0.12 35.49 >7

5 4293 182.08 0.49 0.57 23.82 >7

6 5208 185.71 0.34 0.37 28.84 >7

[COD] (mg/lít)

Ngày

Các kết quả trên được thể hiện qua các biểu đồ:

Hình 3.1. Sự thay đổi COD (mg/l) trong thí nghiệm yếm khí

Chỉ số COD cho biết hàm lượng của các chất hữu cơ có trong dung dịch, cũng

chính là lượng chất hữu cơ hòa tan trong nước nhiều hay ít. Trong quá trình thí nghiệm

yếm khí theo dõi trong 6 ngày thấy chỉ số COD tiếp tục tăng. Như vậy chứng tỏ hàm

64

lượng chất hữu cơ có xu thế tiếp tục tăng trong 1 tuần yếm khí. Điều này chỉ có thể lý

giải là do các hợp chất protein trong nước thải tự tạo từ tôm bị các enzym của vi khuẩn

yếm khí phân giải chuyển hóa chúng thành các các dạng peptit dễ hòa tan hơn hoặc

thủy phân đến mức sâu hơn tạo ra các amino axit tan hoàn toàn. Lipit được chuyển hóa

thành axit béo mạch dài và glyxerin. Cacbohiđrat được chuyển hóa thành đường. Nếu

muốn cho COD giảm thì sẽ phải cần nhiều ngày hơn cho đến khi có sự tham gia của

các vi khuẩn mêtan phân hủy chuyển hóa tiếp tục các chất hữu cơ này thành dạng khí

mêtan (CH4) và khí cacbonic (CO2) tách ra khỏi pha nước.

Quá trình xử lý yếm khí bao gồm ba giai đoạn chủ yếu: thủy phân (cắt) các phân

tử lớn thành các phân tử nhỏ, tạo thành các axit béo dễ bay hơi và cuối cùng là giai

đoạn tạo metan. Nhìn vào sự thay đổi COD, ta thấy trong khoảng thời gian 4 ngày đầu

tiên COD tăng chậm còn sau đó tăng nhanh vì thực tế có thể giai đoạn thủy phân là giai

+] (mg/lít)

[NH4

Ngày

đoạn chậm nhất.

Hình 3.2. Sự thay đổi nồng độ amoni trong thí nghiệm yếm khí

Sự thay đổi hàm lượng amoni theo chiều hướng tăng lên cũng chứng tỏ sự phân

65

giải các hợp chất protein cũng tiếp tục ngày một tăng thêm. Dưới tác dụng của vi sinh

vật yếm khí, protein bị phân huỷ thành các hợp chất đơn giản hơn là các polipeptit,

oligopeptit. Các chất này hoặc tiếp tục được phân huỷ thành các amino axit nhờ men

peptidaza ngoại bào hoặc được tế bào hấp thụ sau đó sẽ được chuyển hóa tiếp trong tế

bào của vi sinh vật. Các amino axit một phần được vi sinh vật sử dụng để sinh tổng

hợp protein - xây dựng tế bào mới, một phần bị phân giải tiếp theo những con đường

khác nhau để tạo NH3 và nhiều sản phẩm trung gian khác. Khi protein phân giải thì các

+) theo quy luật cân bằng lỏng hơi. Chỉ khi nào có sự thay đổi áp

nhóm amino được tách ra dưới dạng amoniac (NH3) nhưng trong dung dịch nó tồn tại ở

dạng ion amoni (NH4

suất tức là có sự thoát khí thì khi đó NH3 cũng như các khí khác CH4, CO2, H2S,… tách

ra khỏi pha nước, lúc đó hàm lượng amoni mới giảm được.

Xu thế amoni tăng nhanh lúc đầu sau đó chậm dần chứng tỏ các nhóm amino

của protein dễ phân hủy ngay từ ban đầu, các chất khó phân hủy hơn sẽ được phân hủy

sau với tốc độ chậm hơn. Điều này cũng có nghĩa là protein sẽ bị giảm chất lượng

-] (mg/lít)

[NO2

Ngày

nhanh trong điều kiện yếm khí.

66

Hình 3.3. Sự thay đổi nồng độ nitrit trong thí nghiệm yếm khí

-] (mg/lít)

[NO3

Ngày

- khá nhỏ, thậm chí có lúc còn có giá trị bằng 0. Trong

Hình 3.4. Sự thay đổi nồng độ nitrat trong thí nghiệm yếm khí

- và NO3

Hàm lượng NO2

quá trình yếm khí không có oxi nên các vi khuẩn nitrosomonas và nitrobacter hầu như

không có điều kiện hoạt động.

Tuy nhiên do lúc đầu trong nước thải đưa vào có một lượng oxi hòa tan nhất

- và NO3

- có sinh ra ở mức độ không đáng kể và giảm nhanh,

định nên các hợp chất NO2

- bổ sung nên các phản ứng oxy hóa tiếp theo không tiến hành được và sản phẩm NO2

- vẫn giữ nguyên (không tăng) hoặc có khi còn giảm do phản ứng đenitrit và

sau đó thì dừng lại. Đó là do trong nước oxy nhanh chóng bị cạn kiệt, không có nguồn

và NO3

đenitrat xảy ra trong điều kiện yếm khí với dinh dưỡng là các chất hữu cơ được sinh ra

trong quá trình thuỷ phân và chuyển hóa tạo ra các chất hữu cơ mới thích hợp cho các

67

phản ứng này.

3- (mg/lít)

[PO4

Ngày

Hình 3.5. Sự thay đổi nồng độ photphat trong thí nghiệm yếm khí

Các vi khuẩn yếm khí có xu thế tăng sinh khối rất chậm và ít nên khả năng sử

dụng phôt pho không nhiều. Do vậy hàm lượng phôt pho ít biến đổi. Ngoài ra, các

muối phôt phát trong tự nhiên tan và không tan còn phụ thuộc rất nhiều vào pH và bản

chất của muối đó kết hợp với kim loại nào. Vì vậy càng khó chuyển hóa theo một chiều

hướng nhất định trong môi trường rất tùy tiện của nước thải.

3.2. Kết quả thí nghiệm xử lý hiếu khí

Bảng 3.4. Kết quả thí nghiệm hiếu khí lần 1

+

-

-

3-

STT Ngày COD pH NH4 NO2 NO3 PO4

(mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l)

1 14/9/2013 547 71.30 0.63 8.27 10.06 7

2 15/9/2013 292 35.60 0.20 71.72 10.58 7

3 16/9/2013 255 17.83 0.00 73.36 19.45 7

4 17/9/2013 255 8.91 0.00 79.10 24.36 6

5 18/9/2013 218 4.46 0.00 81.55 21.49 6

68

6 19/9/2013 181 2.23 0.00 82.79 23.05 6

Bảng 3.5. Kết quả thí nghiệm hiếu khí lần 2

+

-

-

3-

STT Ngày COD pH NH4 NO2 NO3 PO4

(mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l)

1 24/10/2013 623 81.27 0.55 8.11 13.08 8

2 25/10/2013 402 40.63 0.42 21.11 10.78 7

3 26/10/2013 365 20.30 0.00 65.98 13.08 7

4 28/10/2013 328 10.16 0.00 90.98 18.31 6

5 29/10/2013 206 5.08 0.00 117.21 20.29 6

6 30/10/2013 170 2.54 0.00 156.55 21.12 6

Bảng 3.6. Kết quả trung bình thí nghiệm xử lý hiếu khí

+

-

-

3-

STT COD pH NH4 NO2 NO3 PO4

(mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l)

1 585 76.28 0.59 8.19 11.57 7.5

2 347 38.11 0.31 46.41 10.68 7

3 310 19.06 0.00 69.67 16.26 7

4 292 9.53 0.00 85.04 21.33 6

5 194 4.77 0.00 99.38 20.89 6

6 176 2.38 0.00 119.67 22.08 6

69

Các kết quả trên được thể hiện qua các biểu đồ:

[COD] (mg/lít)

Ngày

Hình 3.6. Sự thay đổi COD (mg/l) trong thí nghiệm hiếu khí

COD đã biến đổi rõ rệt theo chiều hướng giảm mạnh do sự hoạt động của vi

sinh vật hiếu khí. Các vi sinh vật hiếu khí đã sử dụng BOD (là một phần của COD) như

là nguồn dinh dưỡng trực tiếp và gián tiếp (thông qua sự phân giải của các vi sinh vật

khác). Nguồn C trong các hợp chất hữu cơ này được vi sinh vật sử dụng một phần tạo

ra cơ thể chúng là sinh khối, một phần chuyển hóa đến cùng để tách năng lượng sưởi

ấm tế bào của vi sinh vật đồng thời giải phóng CO2 và nước. Do vậy hàm lượng chất

hữu cơ trong nước thải giảm xuống nhanh chóng.

Hiếu khí là kỹ thuật xử lý COD có hiệu quả đối với nước thải. Điều này có thể

nhận thấy do nước thải được chế biến từ tôm có hàm lượng chất hữu cơ dễ phân hủy

cao. Sinh khối đã tăng lên nhiều đạt khoảng 250ml/l. Tuy nhiên sinh khối vẫn non, khó

lắng và dung dịch nước trong bể hiếu khí có hiện tượng nhớt.

COD ban đầu giảm nhanh do thời điểm ban đầu lượng chất hữu cơ cần thiết cho

sự sinh trưởng của vi sinh vật nhiều nên vi khuẩn phát triển nhanh chóng đã tiêu thụ

70

đáng kể một lượng chất hữu cơ. Tuy nhiên sau đó COD giảm chậm vì chất hữu cơ vi

sinh vật tiếp nhận mà ta gọi là BOD5 đã được vi khuẩn sử dụng để tăng sinh khối. Một

khi đã hết BOD và tốc độ phân huỷ của các chất hữu cơ khó phân hủy chậm dần nên

muốn đáp ứng được tiêu chuẩn xả thải cần phải kéo dài thời gian sục khí.

Kết quả trên cũng cho thấy: thành phần gây ô nhiễm đặc trưng bởi COD là một

hỗn hợp các chất hữu cơ có khả năng phân huỷ rất khác nhau. Thành phần dễ phân huỷ

được vi sinh tiêu thụ trước, các thành phần khó phân huỷ được phân huỷ chậm hơn,

phải qua nhiều giai đoạn. Điều này được thể hiện qua sự biến thiên đi xuống của COD

+] (mg/lít)

[NH4

Ngày

theo thời gian.

Hình 3.7. Sự thay đổi nồng độ amoni trong thí nghiệm hiếu khí

-. Sau đó amoni giảm nhiều, điều này chứng tỏ các vi khuẩn

Amoni những ngày đầu tiên cao có thể là do thời gian chưa đủ để chuyển hóa

- và NO3

thành NO2

nitrosomonas và nitrobacter đã hoạt động. Đồng thời sự sinh trưởng của các loại vi sinh

vật nói chung đều có nhu cầu đồng hóa trực tiếp NH3 và nguồn cacbon để tạo ra sinh

71

khối.

So với quá trình giảm COD, quá trình oxy hoá amoni thành nitrat có tốc độ chậm

hơn nhiều, điều đó cho thấy rằng, với nước thải có hàm lượng nitơ cao việc tính toán

để thiết kế hệ thống xử lý cần coi thành phần nitơ là đối tượng quan trọng phải tính

-] (mg/lít)

[NO2

Ngày

đến.

+ bằng vi khuẩn

Hình 3.8. Sự thay đổi nồng độ nitrit trong thí nghiệm hiếu khí

- là sản phẩm của quá trình oxi hoá bước đầu của NH4

+ lên

NO2

- được xem là sản phẩm trung gian của quá trình oxi hoá NH4

-. Trong điều kiện cụ thể của các khảo sát đã tiến hành, với tốc độ thổi khí mạnh

nitrosomonas. NO2

NO3

nồng độ nitrit trong nước thải thấy luôn luôn thấp, chứng tỏ trong môi trường giàu oxi

thì quá trình oxy hoá nitrit thành nitrat xảy ra đồng thời luôn để hình thành hợp chất

72

nitơ có mức oxi hoá cao nhất là nitrat.

-] (mg/lít)

[NO3

Ngày

- ban đầu thấp vì nước thải luôn có hàm lượng oxy thấp nên chủ

Hình 3.9. Sự thay đổi nồng độ nitrat trong thí nghiệm hiếu khí

Hàm lượng NO3

yếu các hợp chất nitơ của tự nhiên phần lớn tồn tại dưới dạng amoni. Tuy nhiên sau đó

nước thải được cấp oxi thông qua sục không khí nên vi khuẩn Nitrozomonat và

- đã được tăng nhanh. Tốc độ hình thành nitrat hay oxy hoá amoni tăng

Nitrobacter có điều kiện hoạt động. Do được sục khí nhiều khí trong thời gian dài nên

nồng độ NO3

lên theo thời gian.

Ở thí nghiệm hiếu khí, sự hình thành nitrat có xu hướng tăng lên theo thời gian

và theo sự giảm nồng độ chất hữu cơ (bảng 3.6). Điều này xảy ra là do sau khi loại bỏ

được phần lớn COD, vi sinh vật tự dưỡng oxy hoá amoni có điều kiện phát triển không

bị cạnh tranh bởi vi sinh vật dị dưỡng.

Trong quá trình xử lý hiếu khí, hợp chất nitơ hữu cơ chuyển hoá thành amoni

qua quá trình thuỷ phân, tiếp tục oxy hoá tới nitrit và nitrat. Ngoại trừ một phần không

73

lớn tham gia xây dựng tế bào vi sinh vật, hàm lượng nitơ tổng sẽ không thay đổi suốt

trong quá trình xử lý hiếu khí, chúng chỉ chuyển hoá từ dạng này sang dạng khác, tới

3-] (mg/lít)

[PO4

Ngày

dạng bền nhất là nitrat.

Hình 3.10. Sự thay đổi nồng độ photphat trong thí nghiệm hiếu khí

Chỉ số photphat giảm gắn liền với sự tăng trưởng của vi sinh vật nhưng ở đây hệ

thống hiếu khí này tăng giảm không rõ rệt. Điều này chứng tỏ các vi khuẩn phát

triển chưa ổn định, nó phản ánh sự thiếu số lượng cá thể vi sinh vật. Mật độ vi sinh

vật cao tức là sinh khối dày đặc hơn sẽ giúp cho quá trình xử lý tốt hơn và nhanh

hơn.

Trong quá trình thí nghiệm hiếu khí, bể nước được sục khí liên tục đã làm bay

hơi nước khá nhiều nên thể tích nước có sự thay đổi. Kết quả là nồng độ các chất

cũng thay đổi theo hướng nếu không bị giảm đi thì cũng sẽ tăng lên đôi chút do thể

74

tích nước bị giảm đi.

3.3. Kết quả thí nghiệm xử lý yếm khí và hiếu khí trong cùng một thời gian 4 ngày

Bảng 3.7. Kết quả thí nghiệm yếm khí và hiếu khí trong 4 ngày

+

-

-

3-

STT Ngày COD NH4 NO2 NO3 PO4

(mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l)

Hiếu Yếm Hiếu Yếm Hiếu Yếm Hiếu Yếm Hiếu Yếm

khí khí khí khí khí khí khí khí khí khí

1.13 0.10 14.67 0.57 31.88 27.49 11/11/2013 2523 2592 107.00 209.54 1

1.75 0.29 34.63 1.12 20.96 35.58 12/11/2013 1904 3268 49.41 298.77 2

0.55 0.27 43.03 0.24 20.18 34.80 13/11/2013 264 3165 27.43 270.15 3

0.00 0.18 56.97 0.41 24.88 37.67 14/11/2013 229 2844 15.71 412.61 4

[COD] (mg/lít)

Ngày

Ghi chú: Tổng N = 338,8 mg/lít

Hình 3.11. Sự thay đổi COD (mg/l) trong thí nghiệm yếm khí và hiếu khí 4 ngày

Có thể thấy lúc đầu trong cùng một đơn vị thời gian ( 1 ngày) COD của quá

trình hiếu khí đã giảm rõ rệt, trong khi đó COD của quá trình yếm khí lại tăng lên.

Bước sang ngày thứ hai thì COD của quá trình hiếu khí vẫn tiếp tục giảm và giảm

75

mạnh, nhưng COD của quá trình yếm khí có giảm đi đôi chút. Sang ngày thứ 3 thì

COD của quá trình hiếu khí giảm nhẹ, có lẽ các chất hữu cơ được gọi là BOD gần như

đã giảm nhiều trong ngày trước đó nay còn lại có thể là những chất mà vi sinh vật khó

hấp thu nên tốc độ giảm chậm. Đối với quá trình yếm khí thì vi sinh vật tiếp tục sử

dụng cho tăng trưởng sinh khối song đồng thời cũng tiếp tục quá trình phân giải nên

COD chỉ giảm nhẹ. Nhìn chung để giảm COD thì quá trình hiếu khí có tốc độ nhanh

+] (mg/lít)

[NH4

Ngày

hơn yếm khí rất nhiều.

Hình 3.12. Sự thay đổi nồng độ amoni trong thí nghiệm yếm khí

và hiếu khí 4 ngày

Quá trình hiếu khí do có sự tham gia của hai loại vi khuẩn oxi hoá amoni

(nitrozomonat và nitrobacter) nên hàm lượng amoni giảm nhiều. Ngược lại trong quá

trình yếm khí các vi khuẩn thực hiện sự phân giải sâu (hóa lỏng các chất) nhờ các

enzim thuỷ phân nên hàm lượng amoni tiếp tục tăng lên.

Trong điều kiện yếm khí, vi khuẩn yếm khí phân hủy chất hữu cơ tạo thành

amoni nhưng cũng sử dụng một phần amoni để xây dựng tế bào nên nồng độ amoni có

76

thể giảm đi đôi chút (ngày thứ 3 trong thí nghiệm).

-] (mg/lít)

[NO2

Ngày

-] (mg/lít)

[NO3

Ngày

Hình 3.13. Sự thay đổi nồng độ nitrit trong thí nghiệm yếm khí và hiếu khí 4 ngày

Hình 3.14. Sự thay đổi nồng độ nitrat trong thí nghiệm yếm khí

- trong yếm khí không tăng và có xu thế giảm đi vì

và hiếu khí 4 ngày

- và NO3

Hàm lượng NO2

- hoàn nguyên về khí nitơ. Ngược lại trong điều kiện hiếu khí,

trong điều kiện có các chất hữu cơ dễ tiêu hóa nên các vi khuẩn đenitrit và đenitrat sẽ

- và NO3

77

chuyển hóa NO2

-, hàm lượng

- được oxi hoá lên NO3

- và vì dư oxy nên sản phẩm cuối cùng là NO3

- tăng đến mức cao nhất.

NO2

3-] (mg/lít)

[PO4

Ngày

NO3

Hình 3.15. Sự thay đổi nồng độ photphat trong thí nghiệm yếm khí

và hiếu khí 4 ngày

Hàm lượng P trong quá trình hiếu khí có giảm nhẹ là do sự hoạt động tăng

trưởng của vi sinh vật. Ngược lại trong quá trình yếm khí, sự phân giải các chất là chủ

78

yếu nên các hợp chất hữu cơ tiếp tục bị thuỷ phân dẫn đến hàm lượng P tăng nhẹ.

- qua các ngày so với

Bảng 3.8. Phần trăm N chuyển hóa thành NH4

+, NO2

-, NO3

tổng nitơ ban đầu của quá trình hiếu khí và yếm khí

STT Ngày

+

-

-

NH4 NO2 NO3

Hiếu Yếm Hiếu Yếm Hiếu Yếm

khí khí khí khí khí khí

20.49% 0.06% 0.02% 1.33% 0.03% 1 12/11/2013 13.22%

57.59 89.23 0.62 0.19 19.96 0.55

(mg/lít) (mg/lít) (mg/lít) (mg/lít) (mg/lít) (mg/lít)

13.92% 0.00% 0.02% 1.89% 0.00% 2 13/11/2013 18.27%

79.57 60.61 0.00 0.17 28.36 0.00

(mg/lít) (mg/lít) (mg/lít) (mg/lít) (mg/lít) (mg/lít)

46.62% 0.00% 0.00% 2.82% 0.00% 3 14/11/2013 20.95%

91.29 203.07 0.00 0.00 42.3 0.00

(mg/lít) (mg/lít) (mg/lít) (mg/lít) (mg/lít) (mg/lít)

Ghi chú: Tổng N = 338,8 mg/lít

Từ bảng tổng hợp này có thể thấy rằng so với tổng nitơ ban đầu của nước thải là

338,8 mg/lít thì với quá trình yếm khí sau 3 ngày hầu như chỉ chuyển hóa được thành

sản phẩm cuối cùng là amoni chiếm gần 50% (46,62%). Trong khi đó quá trình hiếu

khí chuyển hóa được hai sản phẩm cuối cùng là amoni chỉ chiếm khoảng 20%

(20,95%) và nitrat chỉ chiếm gần 3%. Như vậy nếu để đạt được các chỉ tiêu cho phép

79

về nitơ nhất thiết phải có quá trình xử lý hiếu khí.

3.4. Kết quả thí nghiệm xử lý phối hợp giữa yếm khí và hiếu khí

Bảng 3.9. Kết quả thí nghiệm yếm khí trước trong 3 ngày, sau đó tiếp tục xử lý

hiếu khí trong 3 ngày và ngược lại

+

-

-

3-

STT Ngày COD NH4 NO2 NO3 PO4

(mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l)

Hiếu Yếm Hiếu Yếm Hiếu Yếm Hiếu Yếm Hiếu Yếm

khí khí khí khí khí khí khí khí khí khí

15/11/2013 1078 1835 50.15 109.54 0.39 0.04 9.43 0.73 28.64 24.05 1

16/11/2013 195 1617 32.71 169.54 0.07 0.22 26.84 0.90 18.35 29.32 2

9.17 249.38 0.00 0.20 31.56 0.25 20.08 27.39 17/11/2013 126 1720 3

Yếm Hiếu Yếm Hiếu Yếm Hiếu Yếm Hiếu Yếm Hiếu

khí khí khí khí khí khí khí khí khí khí

17/11/2013 711 1124 159.38 180.15 0.48 1.97 18.61 1.89 21.02 23.94 4

229 230.15 7.72 0.32 3.21 0.57 5.16 17.47 13.82 18/11/2013 504 5

160 255.54 3.71 0.21 0.00 0.41 5.98 17.26 14.02 19/11/2013 229 6

80

Các kết quả trên được thể hiện qua các biểu đồ dưới đây:

[COD] (mg/lít)

Ngày

Hình 3.16. Sự thay đổi COD (mg/l) trong thí nghiệm kết hợp hiếu khí và yếm khí

Trong thí nghiệm theo trật tự yếm khí sau chuyển sang hiếu khí có thể thấy

COD giảm đều đặn. Tuy nhiên nước thải sau xử lý yếm khí chuyển sang hiếu khí thì

tốc độ giảm nhanh hơn nhiều và trị số COD cuối cùng là nhỏ nhất. Ngược lại nước thải

sau xử lý hiếu khí rồi chuyển sang xử lý yếm khí thì lúc đầu có sự tăng COD sau đó

mới giảm, nhưng dù có giảm thì giá trị COD cuối cùng vẫn cao hơn. Một phần COD

giảm đi trong giai đoạn yếm khí chính là phần BOD đã tham gia vào phản ứng khử

nitrit, nitrat. Quá trình hiếu khí trên thực tế đã không phân giải được một số chất hữu

cơ khó phân hủy, chỉ đến khi đưa sang yếm khí các chất hữu cơ này mới có điều kiện

81

phân giải được thành các chất dễ tan, dẫn đến chỉ số COD tạm thời tăng.

+] (mg/lít)

[NH4

Ngày

Hình 3.17. Sự thay đổi nồng độ amoni trong thí nghiệm kết hợp hiếu khí

và yếm khí

- nên hàm lượng

Amoni trong điều kiện yếm khí thì nồng độ chỉ tăng lên, khi chuyển sang hiếu

-, NO3

+ giảm đi rõ rệt. Amoni trong điều kiện hiếu khí sau chuyển sang yếm khí thì biến

khí trong điều kiện có oxy chúng bị oxi hoá chuyển sang NO2

NH4

đổi ngược lại. Lúc đầu hiếu khí nồng độ amoni giảm rõ rệt, sau đó chuyển sang yếm

+ tiếp tục tăng lên.

khí lại tăng lên đó là do các vi khuẩn yếm khí tiếp tục phân giải các chất hữu cơ chứa

-] (mg/lít)

[NO2

Ngày

nitơ thành amoni nên nồng độ NH4

Hình 3.18. Sự thay đổi nồng độ nitrit trong thí nghiệm kết hợp hiếu khí

82

và yếm khí

Đối với nitrit, quá trình yếm khí trước hầu như không thấy sự biến đổi nhưng

sau chuyển sang hiếu khí thì tăng lên do quá trình hiếu khí đã chuyển hóa amoni thành

nitrit. Ngược lại khi hiếu khí trước dẫn đến sự tăng lên của nitrit và quá trình yếm khí

tiếp theo sẽ góp phần đenitrit do có các chất hữu cơ là nguồn dinh dưỡng cho các vi

-] (mg/lít)

[NO3

Ngày

khuẩn dị dưỡng đenitrit hoạt động.

Hình 3.19. Sự thay đổi nồng độ nitrat trong thí nghiệm kết hợp hiếu khí

và yếm khí

Nitrat trong quá trình yếm khí chi phát hiện với lượng vết rất nhỏ hoặc có giá trị

-. Ngược lại quá trình hiếu khí trước đã làm tăng

bằng 0. Khi chuyển sang bình hiếu khí thì tăng lên do vi sinh vật hiếu khí bắt đầu hoạt

+ thành NO3

-, sau đó chuyển sang yếm khí với hàm lượng chất hữu cơ còn lại có tác

động, chuyển hóa NH4

hàm lượng NO3

dụng như là nguồn C dị dưỡng cung cấp cho các vi khuẩn đenitrat có tác dụng chuyển

- thành N2.

hóa NO3

Hàm lượng nitơ trong nước thải chế biến thuỷ sản luôn dư so với nhu cầu dinh

- cần có thêm bước xử lý yếm khí cho quá trình khử nitrat để hoàn nguyên lại nitơ.

dưỡng của tế bào, muốn có chất lượng nước thải sau xử lý đáp ứng được tiêu chuẩn về

83

NO3

3-] (mg/lít)

[PO4

Ngày

Hình 3.20. Sự thay đổi nồng độ photphat trong thí nghiệm kết hợp yếm khí

và hiếu khí

Quá trình yếm khí trước đã làm tăng hàm lượng P nên khi chuyển sang hiếu khí

lượng P này đã góp phần làm tăng tốc độ sinh trưởng của vi sinh vật hiếu khí do vậy P

giảm nhanh. Ngược lại quá trình hiếu khí trước hàm lượng P không được tăng cường

do các vi khuẩn hiếu khí đã không phân giải các chất hữu cơ mạnh như các vi khuẩn

84

yếm khí do vậy hàm lượng P không giảm được giống như quá trình trước.

KẾT LUẬN

1. Các hợp chất protein dễ dàng bị phân hủy trong điều kiện yếm khí và giải phóng

amoni rất nhanh. Qua 1 ngày so với tổng nitơ ban đầu đã có thể chuyển hóa được trên

20% (20,49%) thành amoni và qua 3 ngày có thể chuyển hóa được gần 50% (46,62%).

2. Để xử lý amoni chủ yếu phải tiến hành trong điều kiện hiếu khí mới xử lý được

triệt để amoni. Qua 3 ngày so với tổng nitơ ban đầu, lượng amoni chỉ chiếm 20%

(20,49%) và nitrat chiếm gần 3% (2,2%) nhưng nếu xử lý yếm khí thì lại chuyển hóa

- chỉ là sản

gần 50% tổng nitơ để cho ra amoni.

- còn NO2

-.

3. Trong điều kiện hiếu khí amoni chuyển hóa chủ yếu tạo NO3

- trong điều kiện yếm khí đã giảm xuống rất nhanh trong khi

phẩm trung gian nên hàm lượng nhỏ hơn rất nhiều so với NO3

4. Hàm lượng NO3

chưa cần bổ sung dinh dưỡng cho quá trình đenitrat là các chất hữu cơ dễ bị oxy hóa

như metanol, etanol hay đường glucozơ mà chúng tận dụng ngay lượng BOD sinh ra

trong quá trình chuyển hóa yếm khí của các chất hữu cơ.

5. Trật tự cho quy trình xử lý triệt để amoni bằng phương pháp sinh học :

85

Yếm khí  Hiếu khí  Yếm khí

Nước thải vào

Bể lắng

Nước sau xử lý đổ ra môi trường

Bể hiếu khí

Bể yếm khí

Bể thu gom

Thu gom bùn thải và xử lý theo chất thải rắn

Hồi lưu bùn

Hồi lưu nếu nước có hàm lượng nitrat cao vượt quá quy chuẩn cho phép

KIẾN NGHỊ

1. Xây dựng quy trình chung cho xử lý cho nước thải giàu amoni bằng phương pháp sinh học theo sơ đồ khối sau: 2. Quy trình vận hành:

Nước thải được tập trung về bể thu gom sau đó được bơm sang bể yếm khí. Từ

bể yếm khí nước chảy tràn sang bể hiếu khí. Từ bể hiếu khí nước chảy tràn sang bể

- cao vượt chỉ tiêu cho phép thì được hồi lưu một phần về bể yếm khí để xử lý

lắng. Nước từ bể lắng sẽ tràn ra môi trường. Trường hợp nước ra môi trường có nồng

-. Bùn thải sau bể lắng được hồi lưu một phần về bể hiếu khí để tăng mật độ sinh

độ NO3

NO3

86

khối, một phần được thải ra ngoài thu gom xử lý như chất thải rắn.

TÀI LIỆU THAM KHẢO

Tiếng Việt

1. Nguyễn Việt Anh (2005), Nghiên cứu xử lý amoni trong nước ngầm bằng phương

pháp sinh học, NXB Giáo Dục, Hà Nội.

2. Kiều Hữu Ảnh (1999), Giáo trình vi sinh vật học công nghiệp, Nhà xuất bản Khoa

học Kỹ thuật, Hà Nội.

3. Vũ Đăng Độ (1999), Hóa học và sự ô nhiễm môi trường, NXB Giáo Dục, Hà Nội.

4. Trịnh Lê Hùng (2006), Kỹ thuật xử lý nước thải, NXB Giáo Dục, Hà Nội.

5. Nguyễn Văn Khôi, Cao Thế Hà (2002), Nghiên cứu xử lý nước ngầm nhiễm bẩn

amoni, Báo cáo thuộc chương trình 01C-09, Hà Nội.

6. Trần Văn Nhân, Ngô Thị Nga, (2003), Công nghệ xử lý nước thải, NXB Bách

Khoa, Hà Nội.

7. Lương Đức Phẩm (2002), Công nghệ xử lý nước thải bằng biện pháp sinh học, NXB

Giáo Dục, Hà Nội.

8. Lê Thị Hiền Thảo (2003), Nitơ và photpho trong môi trường, Trường Đại học Xây

Dựng, Hà Nội.

9. Đặng Thị Thu, Lê Ngọc Tú, (2001), Hóa sinh công nghiệp, Nhà xuất bản Khoa học

Kỹ thuật, Hà Nội.

10. Trung tâm kỹ thuật môi trường đô thị và khu công nghiệp (CEETIA) (2001), Hội

thảo công nghệ xử lý các hợp chất chứa nitơ trong nước ngầm, trường Đại học Xây

Dựng, Hà Nội.

87

11. Weebsite cục bảo vệ môi trường, (2008), Báo cáo diễn biến môi trường Việt Nam.

Tiếng Anh

12. Dapena-Mora, A., et al. (2006), “Anammox process for nitrogen removal from

anaerobically digested fish canning effluents”, Water Science and Technology,

53(12), pp. 265.

13. Dosta, J., et al. (2008), “Short- and long – term effects of temperature on the

Anammox process”, Journal of Hazordous Materials, 154, pp. 688 – 692.

14. Environmental Biotechnology: principles and applications, Rittmann và McCarty (2001); Henze (2002) 15. Eveline I.P. Volcke, et al., “Genenration of Anammox-optimal nitrit: ammonium

ratio with Sharon process: usefulness of process control?”.

16. Liang Zhu, Liu Jun-xin (2007), “Control factors of partial nitritation for landfill

leachate treatment”, Journal of Environment Sciences, 19, pp.523 – 524.

17. Manipura, A., (2005), “Potential biological processes available for removal of

nitrogenous compounds from metal industry wastewater”, Process Safety and

Environmental Protection, 83 (B5), pp. 472 – 473.

18. Mulder. The quest for sustainable nitrogen technologies. Wat. Sci. Technol. Vol.

48, No. 1, 67 - 75 (2003).

19. Nicholas P., Cheremisnnoff P., “Biotechnology for waste and wastewater

treatment”, Noyes publication, New Jersey, USA.

20. Than Khin, Ajit P. Annachhatre (2004), “Novel microbial nitrogen removal

processes”, Botechnology advances, 22, pp. 521 – 525.

21. van Dougen, U., Jetten, M.S.M, Van Loosdrecht, M.C.M. (2001), “The Sharon –

Anammox process for treatment of ammonium rich wasterwater”, Water Science

and Technology, 44 (1), pp. 153 – 154.

22. Wang Jianlong, Kang Jing (2005), “The characteristic of anaerobic ammonium

oxidation (anammox) by granular sludge from an EGSB reactor”, Process

88

Biochemistry, 40, pp. 1973 – 1974.

23. Yu-Jou Feng, et al. (2007), “Partial Nitrification of Ammonium – Rich Wastewater

as Pretreatment for Anaerobic Ammonium Oxidation (Anammox) Using

Membrane Aeration Bioreactor”, Journal of Bioscience and Bioengineering, 104

89

(3), pp. 182 – 183.