Nghiên cứu, cải thiện hiệu quả quá trình chuyển hoá phân hủy các hợp chất nitơ trong các hệ thống xử lý nước thải sinh hoạt đô thị

Luận văn Thạc sỹ khoa học Lê Thị Hương

MỞ ĐẦU

Ô nhiễm môi trường đã và đang là một vấn đề quan trọng, hệ quả của một quá

trình phát triển nóng của các nước đang phát triển trong giai đoạn công nghiệp hóa và

hiện đại hóa. Sự phát triển nhanh chóng của các ngành công nghiệp và dịch vụ, quá

trình đô thị hóa và tập trung dân cư nhanh chóng là những nguyên nhân gây nên hiện

trạng quá tải môi trường .

Ở Việt Nam, phần lớn nước thải sinh hoạt ở các khu dân cư đô thị, ven đô và

nông thôn đều chưa được xử lý đúng quy cách. Nước thải từ các khu vệ sinh mới chỉ

được xử lý sơ bộ tại các bể tự hoại, chất lượng chưa đạt yêu cầu xả ra môi trường, là

nguyên nhân gây ô nhiễm, lây lan bệnh tật. Đó là chưa kể dòng nước thải sinh hoạt từ

nhà bếp, tắm, giặt, ... thường không được xử lý qua bể tự hoại, góp phần làm ô nhiễm

môi trường và ảnh hưởng đến sức khỏe cộng đồng.

Các chỉ tiêu BOD5, COD, nitơ, Phốt pho và vi sinh vật là các chỉ tiêu ô nhiễm

chính đặc trưng thường thấy trong nước thải sinh hoạt. Trong nước thải sinh hoạt, hàm

lượng nitơ rất lớn, nếu không được loại bỏ thì sẽ làm cho nguồn tiếp nhận nước thải bị

phú dưỡng – một hiện tượng thường xảy ra ở nguồn nước có hàm lượng nitơ cao, trong

đó các loài thực vật thủy sinh phát triển mạnh rồi chết đi, thối rữa, làm cho nguồn nước

trở nên ô nhiễm. Muốn xử lý loại bỏ nitơ trong nước thải thì tốt nhất là sử dụng biện

pháp sinh học dựa vào quy luật tự nhiên để giảm thiểu ô nhiễm. Đây thực chất là quá

trình thúc đẩy hoạt động của các vi sinh vật vốn có trong tự nhiên. Cụ thể là sử dụng

các vi khuẩn Nitrat hóa và phản Nitrat hóa để loại bỏ nitơ trong nước thải.

Dựa vào đặc tính của vi sinh vật trong nước thải có thể chuyển hoá amoni thành

NO2- , NO2

- thành NO3-, sau đó sẽ chuyển NO3

- thành NO, N2O, N2 hoàn toàn không có

hại với môi trường. Chính vì vậy tôi đã lựa chọn đề tài “Nghiên cứu, cải thiện hiệu

Trường Đại học Bách Khoa Hà Nội CNSH 2008-20101


quả quá trình chuyển hoá phân hủy các hợp chất nitơ trong các hệ thống xử lý

nước thải sinh hoạt đô thị” với các mục tiêu sau:

Phân lập chủng vi sinh vật có khả năng phân giải hợp chất chứa nitơ

trong nước thải.

Tuyển chọn chủng vi sinh vật có hoạt tính phân giải cao.

Nghiên cứu một số yếu tố ảnh hưởng đến sinh trưởng phát triển và khả

năng phân giải hợp chất chứa nitơ của chủng được tuyển chọn.

Tạo chế phẩm sinh học để xử lý nước thải sinh hoạt

Nghiên cứu, ứng dụng chế phẩm sinh học trong xử lý nước thải.

CHƯƠNG 1: TỔNG QUAN



1.1. Tài nguyên nước và sự ô nhiễm nước

Tài nguyên nước là thành phần chủ yếu của môi trường sống, quyết định sự

thành công trong các chiến lược, quy hoạch, kế hoạch phát triển kinh tế - xã hội, bảo

đảm quốc phòng, an ninh quốc gia. Hiện nay nguồn tài nguyên thiên nhiên quý hiếm và

quan trọng này đang phải đối mặt với nguy cơ ô nhiễm và cạn kiệt. Nguy cơ thiếu

nước, đặc biệt là nước ngọt và sạch là một hiểm họa lớn đối với sự tồn vong của con

người cũng như toàn bộ sự sống trên trái đất. Do đó con người cần phải nhanh chóng

có các biện pháp bảo vệ và sử dụng hợp lý nguồn tài nguyên nước.

Ô nhiễm nước có thể được định nghĩa bằng nhiều cách như khi nồng độ một

hoặc nhiều chất cụ thể trong nước vượt quá tải lượng của môi trường trong khoảng thời

gian đủ để gây tác động hay hậu quả rõ rệt ta gọi là ô nhiễm nước.

Hiến chương châu Âu về nước đã định nghĩa: "Ô nhiễm nước là sự biến đổi nói

chung do con người đối với chất lượng nước, làm nhiễm bẩn nước và gây nguy hiểm

cho con người, cho công nghiệp, nông nghiệp, nuôi cá, nghỉ ngơi, giải trí, cho động vật

nuôi và các loài hoang dã".

Ô nhiễm nước có nguồn gốc tự nhiên: Do mưa, tuyết tan, gió bão, lũ lụt đưa vào

môi trường nước chất thải bẩn, các sinh vật và vi sinh vật có hại kể cả xác chết của

chúng.

Ô nhiễm nước có nguồn gốc nhân tạo: Quá trình thải các chất độc hại chủ yếu

dưới dạng lỏng như các chất thải sinh hoạt, công nghiệp, nông nghiệp, giao thông vào

môi trường nước (VloSer, 2009).

Theo bản chất các tác nhân gây ô nhiễm, người ta phân ra các loại ô nhiễm

nước: ô nhiễm vô cơ, hữu cơ, ô nhiễm hoá chất, ô nhiễm sinh học, ô nhiễm bởi các tác

nhân vật lý.

Hiện nay, đã có nhiều hoạt động tuyên truyền chủ trương xã hội hoá công tác

bảo vệ tài nguyên nước, đưa ra nhiều biện pháp nhằm kêu gọi tất cả các thành viên



trong xã hội nâng cao ý thức, cùng hành động tích cực bảo vệ nguồn tài nguyên thiên

nhiên này. Bảo vệ tài nguyên nước là nhiệm vụ cấp bách, nó không chỉ đáp ứng các

yêu cầu trước mắt mà còn tạo nền tảng vững chắc cho sự nghiệp bảo vệ tài nguyên và

môi trường trong tương lai lâu dài, vì đó là sự sống còn của chính chúng ta và con cháu

sau này.

1.1.1. Tình trạng ô nhiễm môi trường nước trên thế giới

Trong thập niên 60, ô nhiễm nước lục địa và đại dương gia tăng với nhịp độ

đáng lo ngại. Tiến độ ô nhiễm nước phản ánh trung thực tiến bộ phát triển kỹ nghệ. Ta

có thể kể ra đây vài thí dụ tiêu biểu.

Anh Quốc chẳng hạn: Ðầu thế kỷ 19, sông Tamise rất sạch, nó trở thành ống

cống lộ thiên vào giữa thế kỷ này. Các sông khác cũng có tình trạng tương tự trước khi

người ta đưa ra các biện pháp bảo vệ nghiêm ngặt.

Nước Pháp rộng hơn, kỹ nghệ phân tán và nhiều sông lớn, nhưng vấn đề cũng

không khác bao nhiêu. Dân Paris còn uống nước sông Seine đến cuối thế kỷ 18. Từ đó

vấn đề đổi khác: các sông lớn và nước ngầm nhiều nơi không còn dùng làm nước sinh

hoạt được nữa, 5.000 km sông của Pháp bị ô nhiễm. Sông Rhin chảy qua vùng kỹ nghệ

hóa mạnh, khu vực có hơn 40 triệu người, là nạn nhân của nhiều tai nạn (như nạn cháy

nhà máy thuốc Sandoz ở Bale năm 1986 chẳng hạn) thêm vào các nguồn ô nhiễm

thường xuyên.

Ở Hoa Kỳ tình trạng thảm thương ở bờ phía đông cũng như nhiều vùng khác.

Vùng Ðại hồ bị ô nhiễm nặng, trong đó hồ Erie, Ontario đặc biệt nghiêm trọng.

1.1.2. Tình trạng ô nhiễm môi trường nước tại Việt Nam

Nước ta có nền công nghiệp chưa phát triển mạnh, các khu công nghiệp và các

đô thị chưa đông lắm nhưng tình trạng ô nhiễm nước đã xảy ra ở nhiều nơi với các mức

độ nghiêm trọng khác nhau (Cao Liêm và Trần Ðức Viên, 1990).



Nông nghiệp là ngành sử dụng nhiều nước nhất dùng tưới lúa và hoa màu, chủ

yếu là ở đồng bằng sông Cửu Long và sông Hồng. Việc sử dụng nông dược và phân

bón hóa học càng góp thêm phần ô nhiễm môi trường nông thôn.

Công nghiệp là ngành làm ô nhiễm nước quan trọng, mỗi ngành có một loại

nước thải khác nhau. Khu công nghiệp Thái Nguyên thải nước biến Sông Cầu thành

màu đen, mặt nước sủi bọt trên chiều dài hàng chục cây số. Khu công nghiệp Việt Trì

xả mỗi ngày hàng ngàn mét khối nước thải của nhà máy hóa chất, thuốc trừ sâu, giấy,

dệt... xuống Sông Hồng làm nước bị nhiễm bẩn đáng kể. Khu công nghiệp Biên Hòa và

TP HCM tạo ra nguồn nước thải công nghiệp và sinh hoạt rất lớn, làm nhiễm bẩn tất cả

các sông rạch ở đây và cả vùng phụ cận.

Nước dùng trong sinh hoạt của dân cư ngày càng tăng nhanh do dân số và các

đô thị. Nước cống từ nước thải sinh hoạt cộng với nước thải của các cơ sở tiểu thủ công

nghiệp trong khu dân cư là đặc trưng ô nhiễm của các đô thị ở nước ta. Ðiều đáng nói

là các loại nước thải đều được trực tiếp thải ra môi trường, chưa xử lý triệt để, vì nước

ta chưa có hệ thống xử lý nước thải nào đúng nghĩa như tên gọi của nó.

Nước ngầm cũng bị ô nhiễm, do nước sinh hoạt hay công nghiệp và nông

nghiệp. Việc khai thác tràn lan nước ngầm làm cho hiện tượng nhiễm mặn và nhiễm

phèn xảy ra ở những vùng ven biển sông Hồng, sông Thái Bình, sông Cửu Long, ven

biển miền Trung... (Cao Liêm và Trần Ðức Viên, 1990).

1.2. Đặc điểm nước thải sinh hoạt đô thị và sự ô nhiễm

Tốc độ công nghiệp hoá và đô thị hoá khá nhanh và sự gia tăng dân số 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.

Nước thải đô thị bao gồm cả nước thải sinh hoạt phát sinh từ các hoạt động sinh

hoạt của các cộng đồng dân cư, các loại nước thấm và nước thải sản xuất thải ra từ các



công trình công nghiệp [11]. Nguồn nước thải từ sinh hoạt gồm: nước vệ sinh tắm, giặt,

nước rửa rau, thịt, cá, nước từ bể phốt, từ khách sạn, nhà hàng, các dịch vụ công cộng

như thương mại, bến tàu xe, bệnh viện, trường học, khu du lịch, vui chơi, giải trí.

Chúng thường được thu gom vào các kênh dẫn thải. Hợp chất nitơ trong nước thải là

các hợp chất amoniac, protein, peptit, axit amin, amin cũng như các thành phần khác

trong chất thải rắn và lỏng [2]. Mỗi người hàng ngày tiêu thụ 5-16g nitơ dưới dạng

protein và thải ra khoảng 30% trong số đó. Hàm lượng nitơ thải qua nước tiểu lớn hơn

trong phân khoảng 8 lần [2]. Các chỉ tiêu BOD5, COD, Nitơ, Phốt pho là các chỉ tiêu ô

nhiễm chính đặc trưng thường thấy trong nước thải sinh hoạt. Một yếu tố gây ô nhiễm

quan trọng trong nước thải sinh hoạt đó là các loại mầm bệnh được lây truyền bởi các

vi sinh vật có trong phân. Vi sinh vật gây bệnh cho người bao gồm các nhóm chính là

virus, vi khuẩn, nguyên sinh bào và giun sán (vacne.org.vn). Đặc trưng của nước thải

đô thị hiện nay là chứa nồng độ chất hữu cơ ở mức cao và nhiều chất hoạt động bề mặt

từ việc sử dụng nhiều chất tẩy rửa như xà phòng, nước rửa chén...

Ông Yutaka Matsuzawa - Chuyên gia môi trường của Tổ chức Hợp tác Quốc tế

Nhật Bản (JICA) tại Việt Nam đã nhận định: “Quá trình đô thị hoá tại Việt Nam diễn

ra rất nhanh. Những đô thị lớn tại Việt Nam như Hà Nội, TP Hồ Chí Minh, Hải Phòng,

Đà Nẵng bị ô nhiễm nước rất nặng nề. Đô thị ngày càng phình ra tại Việt Nam, nhưng

cơ sở hạ tầng lại phát triển không cân xứng, đặc biệt là hệ thống xử lý nước thải sinh

hoạt tại Việt Nam vô cùng thô sơ. Có thể nói rằng, người Việt Nam đang làm ô nhiễm

nguồn nước uống chính bằng nước sinh hoạt thải ra hàng ngày”.

Theo Hội Bảo vệ thiên nhiên và môi trường Việt Nam, nước thải sinh hoạt

chiếm khoảng 80% tổng số nước thải ở các thành phố, là một nguyên nhân chính gây

nên tình trạng ô nhiễm nước và vấn đề này có xu hướng càng ngày càng xấu đi. Ước

tính, hiện chỉ có khoảng 6% lượng nước thải đô thị được xử lý (VACNE, 2010).

Chuyên gia Matsuzawa cho rằng, quá trình công nghiệp hoá và hiện đại hoá

khiến luồng di cư đổ về đô thị. Song việc thu gom, xử lý rác thải và nước thải sinh hoạt



lại không được để ý. “Tôi chắc chắn rằng, Việt Nam trong vòng ít nhất là 10-15 năm

nữa sẽ còn phải hứng chịu các tác động nặng nề do nước thải sinh hoạt không được xử

lý. Đây là lý do vì sao tôi nói rằng, ô nhiễm nước thải sinh hoạt đang là vấn đề nghiêm

trọng nhất mà Việt Nam đang đối mặt”, ông khẳng định.

Một báo cáo toàn cầu mới được Tổ chức Y tế thế giới (WHO) công bố hồi đầu

năm 2010 cho thấy, mỗi năm Việt Nam có hơn 20.000 người tử vong do điều kiện

nước sạch và vệ sinh nghèo nàn và thấp kém. Còn theo thống kê của Bộ Y tế, hơn 80%

các bệnh truyền nhiễm ở nước ta liên quan đến nguồn nước. Người dân ở cả nông thôn

và thành thị đang phải đối mặt với nguy cơ mắc bệnh do môi trường nước đang ngày

một ô nhiễm trầm trọng.

Tình trạng ô nhiễm nước ở các đô thị thấy rõ nhất là ở thành phố Hà Nội và

thành phố Hồ Chí Minh. Ở các thành phố này, nước thải sinh hoạt không có hệ thống

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

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

tế lớn chưa có hệ thống xử lý nước thải, một lượng rác thải rắn lớn trong thành phố

không thu gom hết được… là những nguồn quan trọng gây ra ô nhiễm nước. Hiện nay,

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

Tổng lượng nước thải của thành phố Hà Nội, theo báo cáo của Uỷ ban Khoa học

Công nghệ và Môi trường (2006), lên tới 300.000-400.000m3/ngày, trong đó 2/3 là

nước thải sinh hoạt.

Hình 1.1.Ô nhiễm nước tại sông Tô Lịch



Theo thông báo mới nhất của UBND thành phố Hà Nội (2006), tình trạng ô

nhiễm môi trường do hoạt động công nghiệp tuy đã có chuyển biến nhưng vẫn còn hơn

90% tổng lượng nước thải sinh hoạt và nước thải của các cơ sở sản xuất, bệnh viện,

dịch vụ và làng nghề chưa được xử lý. Chỉ có một số ít nhà máy và bệnh viện được

trang bị hệ thống xử lý nước thải tại chỗ, và chỉ có 8-10% tổng lượng nước thải đô thị

được xử lý ở bốn nhà máy xử lý nước thải mới xây dựng với tổng công suất 48.000

m3/ngày [10].

Ở thành phố Hồ Chí Minh thì lượng rác thải lên tới gần 4.000 tấn/ngày; chỉ có

24/142 cơ sở y tế lớn là có xử lý nước thải; khoảng 3.000 cơ sở sản xuất gây ô nhiễm

thuộc diện phải di dời.

Không chỉ ở Hà Nội, thành phố Hồ Chí Minh mà ở các đô thị khác như Hải

Phòng, Huế, Đà Nẵng, Nam Định, Hải Dương… nước thải sinh hoạt đô thị cũng không

được xử lý, độ ô nhiễm nguồn nước nơi tiếp nhận nước thải đều vượt quá tiêu chuẩn

cho phép (TCCP).

Như vậy nghiên cứu để đưa ra phương án xử lý là vấn đề vô cùng cấp thiết hiện

nay.

1.3. Phương pháp xử lý nước thải và lựa chọn phương pháp xử lý

Trong các phần trước chúng ta thấy rằng nguồn gây ô nhiễm nước quan trọng

nhất là nước thải. Nước thải sinh hoạt và nước thải công nghiệp đều chứa các tác nhân

gây độc hại, gây suy thoái chất lượng nước sông, hồ, nước ngầm. Do vậy việc xử lý

nước thải là tối cần thiết trong công tác bảo vệ tài nguyên nước. Mục đích của việc xử

lý nước thải là khử các tạp chất sao cho nước sau khi xử lý đạt tiêu chuẩn chất lượng ở

mức chấp nhận được theo các chỉ tiêu đã đặt ra. Các tiêu chuẩn chất lượng đó thường

phụ thuộc vào mục đích và cách thức sử dụng: nước sẽ được tái sử dụng hay thải thẳng

vào các nguồn tiếp nhận nước [11].



1.3.1. Phương pháp cơ học

Nước thải công nghiệp cũng như nước thải sinh hoạt thường chứa các chất tan

và không tan ở dạng lơ lửng. Các tạp chất lơ lửng có thể ở dạng rắn và lỏng, chúng tạo

với nước thành hệ huyền phù. Tùy thuộc vào kích thước hạt, các hệ huyền phù được

chia làm 3 nhóm là chất rắn tan, chất rắn keo và chất rắn lơ lửng [11].



Để tách các hạt lơ lửng ra khỏi nước thải, thường người ta sử dụng các quá trình

thủy cơ (gián đoạn hoặc liên tục): lọc qua song chắn rác hoặc lưới, lắng dưới tác dụng

của lực trọng trường hoặc lực ly tâm và lọc. Việc lựa chọn phương pháp xử lý tùy

thuộc vào kích thước hạt, tính chất hóa lý, nồng độ hạt lơ lửng, lưu lượng nước thải và

mức độ làm sạch cần thiết [11].

1.3.2. Các phương pháp vật lý và hóa học

Các phương pháp xử lý sinh học được sử dụng với hiệu quả cao để xử lý chất

hữu cơ kém bền vững, nhưng ít hiệu quả với nước thải công nghiệp chứa các chất vô

cơ độc hại (kim loại nặng, axit, bazơ) hoặc các chất hữu cơ bền vững (các clobenzen,

PCB, phenol...) và cũng ít hiệu quả với một số loại vi trùng. Trong các trường hợp này

cần kết hợp phương pháp xử lý sinh học với các phương pháp lý, hóa học.

Năm phương pháp lý, hóa thường được dùng trong xử lý nước thải là:

- Phương pháp đông tụ và keo tụ;

- Phương pháp hấp phụ;

- Phương pháp trung hòa;

- Phương pháp tuyển nổi;

- Phương pháp trao đổi ion

1.3.2.1. Phương pháp đông tụ và keo tụ

Quá trình lắng chỉ có thể tách được các hạt rắn huyền phù nhưng không thể tách

được các chất gây nhiễm bẩn ở dạng keo và hòa tan vì chúng là những hạt rắn có kích

thước quá nhỏ. Để tách các hạt rắn đó một cách hiệu quả bằng phương pháp lắng, cần

tăng kích thước của chúng nhờ sự tác động tương hỗ giữa các hạt phân tán liên kết

thành tập hợp các hạt, nhằm làm tăng tốc độ lắng của chúng. Việc khử các hạt keo lắng

rắn bằng lắng trọng lượng đòi hỏi trước hết cần trung hòa điện tích thường được gọi là

quá trình đông tụ còn quá trình tạo thành các bông lớn hơn từ các hạt nhỏ gọi là quá

trình keo tụ [11].



Trong thực tế người ta thường sử dụng các hóa chất trong phương pháp đông tụ

và keo tụ để loại bỏ các chất rắn lơ lửng trong nước thải là: Al 2(SO4)3.nH2O (n = 13-

18), NaAlO2, Al2(OH)5Cl, KAl(SO4)2.12H2O, NH4Al(SO4)2.12H20, Ca(OH)2,

Fe2(SO4)3, FeCl3 , soda kết hợp phèn chua (Na2CO3 + Al2(SO4)3.nH2O)

1.3.2.2. Phương pháp hấp phụ

Phương pháp này dựa theo nguyên tắc các chất ô nhiễm tan trong nước có khả

năng hấp phụ lên bề mặt một số chất rắn (chất hấp phụ). Các chất hấp phụ thường dùng

là: than hoạt tính (dạng hạt hoặc dạng bột), than bùn....Phương pháp hấp phụ có tác

dụng tốt trong việc xử lý nước thải có chứa các chất hữu cơ, các kim loại nặng và màu.

Để loại bỏ các kim loại nặng, các chất vô cơ và hữu cơ độc hại, hiện nay người ta có

thể sử dụng than bùn hoặc một số loại thực vật nước như lục bình vì chúng có khả năng

hấp phụ tốt [11].

1.3.2.3. Phương pháp trung hòa

Nước thải chứa các axit vô cơ hoặc kiềm cần được trung hòa đưa pH về khoảng

6,5 – 8,5 trước khi thải vào nguồn nước hoặc sử dụng cho công nghệ xử lý tiếp theo.

Trung hòa nước thải có thể thực hiện bằng nhiều cách khác nhau:

- Trộn lẫn nước thải axit với nước thải kiềm;

- Bổ sung các tác nhân hóa học;

- Lọc nước axit qua vật liệu có tác dụng trung hòa;

- Hấp thụ khí axit bằng nước kiềm hoặc hấp thụ amoniac bằng nước axit...

Việc lựa chọn phương pháp trung hòa là tùy thuộc vào thể tích và nồng độ của

nước thải, chế độ thải nước thải, khả năng sẵn có và giá thành của tác nhân hóa học

[11].

1.3.2.4. Phương pháp tuyển nổi

Trong xử lý nước thải, về nguyên tắc, tuyển nổi thường được sử dụng để khử

các chất lơ lửng và làm đặc bùn sinh học. Ưu điểm cơ bản của phương pháp này so với

phương pháp lắng là có thể khử được hoàn toàn các hạt nhỏ hoặc nhẹ, lắng chậm, trong



một thời gian ngắn. Khi các hạt nhỏ nổi lên bề mặt, chúng có thể được thu gom bằng

bộ phận hớt bọt.

Quá trình tuyển nổi được thực hiện bằng cách sục các bọt khí nhỏ (thường là

không khí) vào trong pha lỏng. Các khí đó kết dính với các hạt và khi lực nổi của tập

hợp các bóng khí và hạt đủ lớn sẽ kéo hạt cùng nổi lên bề mặt, sau đó chúng tập hợp

lại với nhau thành các lớp bọt chứa hàm lượng các hạt cao hơn trong chất lỏng ban đầu

[11].

1.3.2.5. Phương pháp trao đổi ion

Phương pháp trao đổi ion được ứng dụng để làm sạch nước hoặc nước thải khỏi

các kim loại như Zn, Cu, Ni, Hg, V, Cd, Mn... cũng như các hợp chất của asen,

photpho, xyanua và chất phóng xạ.

Trao đổi ion là một quá trình trong đó các ion trên bề mặt của chất rắn trao đổi

với ion có cùng điện tích trong dung dịch khi tiếp xúc với nhau. Các chất này gọi là các

ionit (chất trao đổi ion), chúng hoàn toàn không tan trong nước [11].

1.3.3. Phương pháp xử lý sinh học

Phương pháp sinh học dựa trên cơ sở sử dụng hoạt động của vi sinh vật để phân

hủy các chất hữu cơ gây nhiễm bẩn trong nước thải. Các vi sinh vật sử dụng các chất

hữu cơ và một số chất khoáng làm nguồn dinh dưỡng và tạo năng lượng. Trong quá

trình dinh dưỡng, chúng nhận các chất dinh dưỡng để xây dựng tế bào, sinh trưởng và

sinh sản nên sinh khối của chúng tăng lên. Quá trình phân hủy các chất hữu cơ nhờ vi

sinh vật gọi là quá trình oxy hóa sinh hóa.

Như vậy, muốn biết nước thải có khả năng xử lý được bằng phương pháp sinh

học cần quan tâm đến chỉ tiêu BOD hoặc COD để có đủ điều kiện vận hành hệ thống.

Để có thể sử lý bằng phương pháp này nước thải cần không chứa các chất độc và tạp

chất, các muối kim loại nặng hoặc nồng độ của chúng không được vượt quá nồng độ

cực đại cho phép và có tỷ số BOD/COD ≥ 0,5 [11]



Người ta có thể phân loại các phương pháp sinh học dựa trên các cơ sở khác

nhau. Song nhìn chung có thể chia chúng thành ba loại chính: Phương pháp hiếu khí,

phương pháp thiếu khí và phương pháp yếm khí.

1.3.3.1. Phương pháp hiếu khí

1.3.3.1.1. Nguyên tắc:

Phương pháp hiếu khí dùng để loại các chất hữu cơ dễ bị vi sinh phân hủy ra

khỏi nguồn nước. Các chất này được các loại vi sinh hiếu khí oxy hóa bằng oxy hòa tan

trong nước.

Chất hữu cơ + O2 vi sinh vật H2O + CO2 + Năng lượng.

Chất hữu cơ + O2 vi sinh vật Tế bào mới.

Tế bào mới + O2 vi sinh vật H2O + CO2 + NH3.

Tổng cộng: Chất hữu cơ + O2 H2O + CO2 + NH3 + …

Trong phương pháp hiếu khí amoniac cũng được loại bỏ bằng oxy hóa nhờ vi

sinh tự dưỡng ( quá trình nitrit hóa ).

2 NH4+ + 3 O2

Nitrosomonas 2 NO2- + 4 H+ + 2 H2O + Năng lượng.

2 NO2- + O2

Nitrobacter 2 NO3-

Tổng cộng: NH4+ + 2 O2

Vi sinh NO3- + 2 H+ + H2O + Năng lượng.

( giảm pH )

Điều kiện thích hợp cho quá trình là: pH= 5,5 - 9,0, oxy hòa tan lớn hơn hoặc

bằng 4 mg/l, nhiệt độ 5-400C [11] .

1.3.3.1.2. Kỹ thuật xử lý nước thải theo phương pháp hiếu khí

a. Kỹ thuật xử lý trong các bể aroten

Đây là kỹ thuật được sử dụng rộng rãi để xử lý nước thải đô thị và công nghiệp

thực phẩm. Theo cách này, nước thải sau khi thu gom được đưa qua bộ phận chắn rác,

chất rắn được lắng, bùn được tiêu hủy và làm khô. Quá trình có thể hồi lưu (bùn hoạt

tính xoay vòng) làm tăng khả năng loại BOD (đến 85-90%), loại N (đến 40-50%) và

loại coliform (60-90%) [11].



Hình 1.2. Sơ đồ dây truyền công nghệ xử lý nước thải bằng kỹ thuật bùn hoạt tính

b. Kỹ thuật xử lý lọc sinh học

Bể lọc sinh học là một thiết bị phản ứng sinh học trong đó các vi sinh vật sinh

trưởng cố định trên lớp màng bám trên vật liệu lọc (môi trường lọc). Thường nước thải

được tưới từ trên xuống qua lớp vật liệu lọc bằng đá hoặc các vật liệu khác nhau. Màng

sinh học gồm các vi khuẩn, nấm và động vật bậc thấp được nạp vào hệ thống cùng với

nước thải. Mặc dù lớp màng này rất mỏng song cũng có hai lớp: lớp yếm khí ở sát bề

mặt đệm và lớp hiếu khí ở ngoài. Do đó quá trình lọc sinh học thường được xem như là

quá trình hiếu khí nhưng thực chất là hệ thống vi sinh vật hiếu – yếm khí [11].


Dòng vào

Dòng raBơm

Màng

Đầu sụcSơ đồ

Hình minh họa


Hình 1.3. Hình minh họa màng đặt ngập trong bể phản ứng

Hình 1.4. Sơ đồ công nghệ xử lý nước thải bằng phương pháp lọc sinh học

c. Kỹ thuật xử lý hồ sinh học

Hồ sinh học hay còn được gọi là hồ oxy hóa hoăc hồ ổn định. Đó là một chuỗi

gồm từ 3 đến 5 hồ. Nước thải chảy qua hệ thống hồ trên với vận tốc không lớn. Trong

hồ nước thải được làm sạch bằng các quá trình tự nhiên bao gồm cả tảo và các vi khuẩn

nên tốc độ oxy hóa chậm, đòi hỏi thời gian lưu thủy học lớn (30-50 ngày). Các vi sinh

vật sử dụng oxy sinh ra trong quá trình quang hợp của tảo và oxy được hấp thụ từ

không khí để phân hủy các chất hữu cơ. Còn tảo đến lượt mình sử dụng CO2, NH4+,

photpho được giải phóng ra trong quá trình phân hủy các chất hữu cơ để thực hiện quá

trình quang hợp [11].



Đây là một loại hồ chứa nước thải trong nhiều ngày, phụ thuộc vào nhiệt độ,

oxy được tạo ra qua hoạt động tự nhiên của tảo trong hồ. Cơ chế xử lý trong hồ ổn định

chất thải bao gồm cả hai quá trình hiếu khí và kị khí. Hai loại hồ ổn định nước thải

thường được sử dụng nhiều nhất, đó là:

- Hồ ổn định chất thải hiếu khí. Là loại hồ cạn cỡ 0,3-0,5m được thiết kế sao cho

ánh sáng mặt trời thâm nhập vào lớp nước nhiều nhất để tảo phát triển, hoạt động

quang hợp để tạo oxi. Điều kiện thông khí bảo đảm từ mặt đến đáy hồ.

- Hồ ổn định chất thải kị khí. Là loại hồ sâu không cần oxi hòa tan cho hoạt

động của vi sinh. Ở đây các loài vi sinh kị khí và tùy nghi dùng oxi từ các hợp chất như

nitrat, sulfat để oxi hóa chất hữu cơ thành metan và CO2. Các loại hồ này có khả năng

tiếp nhận khối lượng lớn chất hữu cơ và không cần quá trình quang hợp tảo. Hồ ổn

định chất thải tùy nghi là loại hồ hoạt động theo cả quá trình hiếu khí và kị khí. Hồ

thường sâu khoảng 1-2m, thích hợp cho việc phát triển tảo và các vi sinh tùy nghi. Ban

ngày khi có ánh sáng mặt trời quá trình chính xảy ra trong hồ là hiếu khí. Ban đêm và ở lớp

đáy hồ quá trình chính là kị khí.

1.3.3.2. Các phương pháp thiếu khí ( anoxic )

Trong điều kiện thiếu oxy hòa tan việc khử nitrat hóa sẽ xảy ra. Oxy được giải

phóng từ nitrat sẽ oxy hóa chất hữu cơ và nitơ sẽ được tạo thành.

NO3- vi sinh NO2

- + O2

Chất hữu cơ + O2 N2 + CO2 + H2O

Trong hệ thống xử lý theo kỹ thuật bùn hoạt tính sự khử nitrat hóa sẽ xảy ra khi

không tiếp tục thông khí. Khi đó oxy cần cho hoạt động của vi sinh giảm dần và việc

giải phóng oxy từ nitrat sẽ xảy ra. Theo nguyên tắc trên, phương pháp thiếu khí (khử

nitrat hóa) được sử dụng để loại nitơ ra khỏi nước thải.

1.3.3.3. Các phương pháp kỵ khí

Phương pháp xử lý kỵ khí dùng để loại bỏ các chất hữu cơ trong phần cặn của

nước thải bằng vi sinh vật tùy nghi và vi sinh vật kỵ khí.



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

men khí metan gồm hai pha:

- Trong pha axit: các vi khuẩn tạo axit (bao gồm các vi khuẩn tùy tiện, vi khuẩn

yếm khí) hóa lỏng các chất rắn 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, amoniac, glyxerin, axeton,

dihyrosunfua, CO2, H2...

- 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 CH4 và CO2. Việc lên men metan nhạy cảm

với sự thay đổi pH. Độ pH tối ưu cho quá trình này là từ 6,5-7,5 [11]. Thí dụ về sự lên

men metan hóa:

CH3COOH Methanosarcina CH4 + CO2

2 CH2(CH2)COOH M. suboxydans CH4+2CH3COOH +C2H5COOH+2H2O+CO2

Quá trình phân hủy yếm khí được chia thành 3 giai đoạn chính như sau:

Phân hủy các chất hữu cơ cao phân tử.

Tạo nên các axit.

Tạo metan

Giai đoạn I

Thủy phân và lên men

Giai đoạn II

Tạo axid acetic, H2

Giai đoạn III

Sinh CH4



Hình 1.5. Ba giai đoạn của quá trình lên men yếm khí (Mc. Cathy, 1981)

Ba nhóm vi khuẩn chính tham gia vào quá trình là nhóm vi sinh vật thủy phân

chất hữu cơ, nhóm vi sinh vật tạo axit bao gồm các loài Clostridium sp., Peptococcus

anaerobus, Bifidobacterium sp., Desulphovibrio sp., Corynebacterium sp.,

Lactobacillus, Actonomyces, Staphylococcus, Escherichia coli, và nhóm vi sinh vật

sinh metan gồm các loài dạng hình que (Methanobacterium, Methanobacillus), dạng

hình cầu (Methanococcus, Methanosarcina).

Các phương pháp kỵ khí thường được dùng để xử lý nước thải công nghiệp thực

phẩm và chất thải từ chuồng trại chăn nuôi, phân rác.

1.4. Cơ sở lý thuyết các quá trình xử lý Nitơ bằng phương pháp sinh học

Ở Việt Nam, việc xử lý loại bỏ các chất dinh dưỡng (N, P) trong nhiều loại nước

thải trước khi xả thải là nhằm hạn chế sự ô nhiễm nước ngầm, nước mặt. Tác hại lớn

nhất khi thải nước thải giàu N, P vào các vực nước mặt là hiện tượng phú dưỡng. Hậu

quả của phú dưỡng là kích thích sự phát triển mạnh các loài tảo, làm phá vỡ chuỗi thức

ăn ổn định của các hệ sinh thái thủy vực, gây ô nhiễm nước và bồi cạn các vực nước

này.

Đối với amoni, tiêu chuẩn thải của Việt Nam (QCVN 14 : 2008/ BTNMT) qui

định giới hạn nồng độ NH4+-N trong nước thải sinh hoạt được phép thải vào các vực

nước cho các mục đích sử dụng khác nhau từ 5-10 mg/l [13]. Các hệ thống xử lý nước

thải bậc 2 thông thường được thiết kế để loại các chất hữu cơ (đánh giá qua các thông

số BOD5, COD), và chỉ có hiệu quả loại nitơ một phần. Do vậy, việc loại nitơ thường

phải được tiến hành ở giai đoạn riêng tiếp theo. Công nghệ sinh học truyền thống để xử

lý nitơ là dựa vào sự kết hợp của 2 giai đoạn nitrat hoá và khử nitrat.

Chu trình nitơ được thực hiện thông qua các quá trình sau: quá trình cố định nitơ

phân tử (N-fixation), quá trình amon hóa (Ammonification), quá trình tổng hợp

(Synthesis), quá trình nitrat hóa (Nitrification), quá trình phản nitrat hóa



(Denitrification) [28, 35]. Trong quá trình này vi sinh vật chuyển hóa đóng vai trò hết

sức quan trọng.

Hình 1.6. Sự chuyển hóa Nitơ trong chu trình Nitơ

1.4.1. Quá trình cố định nitơ phân tử

Chu trình chuyển hóa nitơ bắt đầu bằng quá trình cố định nitơ phân tử. Quá trình

này chuyển hóa khí nitơ tạo thành các hợp chất nitơ mà thực vật có thể đồng hóa được.

Cố định nitơ bằng quá trình sinh học là phổ biến nhất, nhưng cũng có thể được

hình thành bởi sấm chớp và trong sản xuất công nghiệp [28]. Việc cố định nitơ bằng

sinh học được thực hiện bởi vi khuẩn sống tự do như vi khuẩn hiếu khí, vi hiếu khí, kỵ

khí, vi khuẩn lam, tảo lam và thực vật bậc cao. Quá trình này được xúc tác bởi hệ

enzyme nitrogenase, sản phẩm cuối cùng của quá trình này là các hợp chất chứa nitơ

làm giàu cho đất.

1.4.2. Quá trình Amoni hóa

Nitơ sau khi cố định được chuyển vào đất và nước, nhưng chúng không được

thực vật sử dụng ngay mà phải thông qua quá trình khoáng hóa nhờ vi sinh vật. Quá

trình khoáng hóa (quá trình amon hóa) là quá trình phân giải các chất nitơ hữu cơ thành



dạng amoniac hoặc ion amoni với sự tham gia của các vi sinh vật như vi khuẩn, xạ

khuẩn, nấm mốc…. Cơ chế của quá trình này được tiến hành như sau: các vi sinh vật

có chứa enzyme thủy phân ngoại bào thủy phân các hợp chất hữu cơ, protein thành các

sản phẩm như: pepton, peptit, axit amin…. Axit amin được tích lũy như một nguồn

dinh dưỡng sau đó nhờ enzyme khử nội bào phân hủy thành ammoniac – sản phẩm của

quá trình amon hóa.

Quá trình amon hóa cũng được thực hiện với các chất không có nguồn gốc

protein. Nhiều loài vi sinh vật sử dụng ure làm nguồn nitơ, quá trình này được thực

hiện nhờ enzyme urease trong điều kiện pH trung tính.

NH2

O = C + 3 H2O 2NH4+ + CO2 + 2OH-

NH2

Quá trình phân giải protein có thể xảy ra trong điều kiện hiếu khí hoặc kỵ khí.

Trong điều kiện hiếu khí có sự tham gia của nhóm vi khuẩn Bacillus và Pseudomonas,

các xạ khuẩn và nấm sợi. Trong điều kiện kỵ khí thì một số loài vi khuẩn thuộc giống

Clostridium tham gia vào quá trình này .

1.4.3. Quá trình tổng hợp

Tổng hợp là cơ chế sinh hóa, trong đó các ion amoni và nitrat được chuyển

thành dạng nito hữu cơ. Cố định đạm là một hình thức duy nhất tổng hợp mà chỉ có

thể được thực hiện bằng vi khuẩn cố định nitơ và tảo [28].

1.4.4. Quá trình Nitrit hoá

Quá trình nitrit hóa là quá trình oxy hóa amon thành nitrit với sự tham gia của

nhóm vi khuẩn nitrit hóa như Nitrosomonas, quá trình này được tiến hành theo phản

ứng sau:

2NH4+ + 3 O2

Nitrosomonas 2NO2- + 2H2O + 4H+ + sinh khối



Các vi sinh vật nitrit hóa sử dụng năng lượng từ phản ứng này để sinh trưởng và

phát triển.

Một số chủng nitrit hóa đó là: Nitrosomonas, Nitrospira, Nitrococcus,

Nitrosolobus... tất cả đều thuộc nhóm vi khuẩn Gram (-), có cấu tạo tế bào hình que,

hình cầu, hình xoắn ... Chúng sinh trưởng và phát triển được ở nhiệt độ từ 5 – 400C và

nhiệt độ tối ưu là 25 – 30oC [11]. Sinh trưởng ở dải pH từ 5,0 – 9,0 [11], pH tối ưu là

7,5. Với pH < 7,0 quá trình phát triển của chúng bị chậm lại, nếu pH < 6,0 và > 9,0 thì

hoạt tính nitrit sẽ giảm hoặc không xảy ra. Bởi vậy trong canh trường thuần khiết chất

đệm có vai trò rất quan trọng.

1.4.5. Quá trình Nitrat hóa

Quá trình nitrat hóa là qúa trình oxy hóa NO2- thành NO3

-. Quá trình này được

tiến hành theo phản ứng sau:

NO2- + ½ O2 Nitrobacter NO3

- + Sinh khối

Quá trình nitrat hóa được thực hiện chủ yếu bởi nhóm vi khuẩn tự dưỡng hóa

năng. Các vi khuẩn này hầu như đều thuộc nhóm vi khuẩn Gram(-), có cấu tạo tế bào

hình que, hình cầu, hình quả lê... chúng có khả năng sử dụng nitrit như một nguồn năng

lượng và có khả năng đồng hóa CO2 qua chu trình Calvin – Benson như nguồn cacbon

cho sinh trưởng. Mỗi phân tử CO2 được cố định thì cần 100 phân tử NO2- bị oxy hóa.

Quá trình này tiêu tốn nhiều năng lượng.

Một số vi khuẩn nitrat được công nhận hiện nay là Nitrobacter, Nitrospira,

Nitrococcus, Nitrospina. Thời gian nhân đôi tế bào của vi khuẩn này khoảng 12 – 13

giờ, hay 59 giờ thậm trí hơn 140 giờ tùy từng chủng vi khuẩn [8]. Chúng là những vi

khuẩn có tốc độ phát triển rất chậm. pH thích hợp cho vi khuẩn nitrat hóa phát triển từ

7,5 – 8,0. Nhưng cũng có thể phát triển được trong khoảng pH 6,5 – 8,5. Dải nhiệt độ

cho vi khuẩn này phát triển là từ 5 – 370C nhiệt độ tối ưu là 25 – 300C. Vi khuẩn nitrat

hóa có thể phát triển được trong điều kiện hạn chế oxy. Nồng độ oxy cao và cường độ

ánh sáng mạnh cũng ảnh hưởng tới tốc độ phát triển của một vài loài vi khuẩn nitrat



hóa. Các chủng vi khuẩn Nitrobacter có thể phát triển được trong môi trường tạp

dưỡng hoặc dị dưỡng. Nhưng những chủng Nitrospira, Nitrococcus, Nitrospina lại

không có khả năng phát triển được trên môi trường dị dưỡng.

1.4.6. Quá trình phản Nitrat hoá

Quá trình phản nitrat hóa là quá trình khử nitrat hoặc nitrit thành NO, N2O hoặc

nitơ phân tử. Quá trình này chỉ diễn ra trong điều kiện kỵ khí dưới sự tác động của hệ

enzyme reductase. Các vi khuẩn có thể sử dụng nitrat như là chất nhận điện tử cuối

cùng trong chuỗi hô hấp và năng lượng thoát ra dùng để tổng hợp ATP. Quá trình phản

nitrat hóa tạo ra các sản phẩm trung gian như NO và NO2 ở dạng khí. Sơ đồ chung của

quá trình phản nitrat hóa:

NO3- Nitratereductase NO2

- Nitritereductases NO Nitrieoxidereductase N2O Nitrousoxidereductase N2

Vi khuẩn phản nitrat hóa phần lớn là các vi khuẩn dị dưỡng yếm khí tùy tiện:

Pesudommonas, Bacterium, Nitrococcus, Achromobacter, Bacillus.... Trong môi

trường đủ oxy, các vi khuẩn này oxy hóa các hợp chất hữu cơ giống như các vi khuẩn

hiếu khí bình thường. Khi môi trường thiếu oxy chúng mới tiến hành khử nitrat dưới

tác động của các enzyme Nitritreductase và Nitratreductase. Sự có mặt của oxy sẽ ức

chế hoạt động của enzyme này và dẫn đến kìm hãm quá trình phản nitrat hóa.

Dải nhiệt độ cho sự sinh trưởng và phát triển của vi khuẩn này là 5 - 60 0C nhiệt

độ tối ưu là 25 – 300C. Khi nhiệt độ giảm xuống dưới 50C thì tốc độ phản nitrat giảm

nhanh xuống và dừng lại hoàn toàn ở 0 – 20C .

Việc loại bỏ hoàn toàn nitơ liên kết ra khỏi nước cần phải kết hợp cả quá trình

nitrat hóa và quá trình phản nitrat hóa. Quá trình này đang được ứng dụng nhiều trên

thế giới trong xử lý nước mặt giúp tránh gây ra hiện tượng phú dưỡng.

1.5. Tình hình nghiên cứu, ứng dụng các phương pháp sinh học xử lý hợp chất

hữu cơ chứa nitơ trong xử lý nuớc thải



Các quá trình sinh học áp dụng cho hợp chất chứa nitơ trong xử lý nước thải đô

thị ở Việt Nam:

- Xử lý kỵ khí: với bể phân hủy kỵ khí, hệ thống UASB ....

- Xử lý hiếu khí: bùn hoạt tính, lọc nhỏ giọt, màng lọc sinh học ...

- Hệ thống tự nhiên: ao hồ ổn định, cánh đồng ngập nước ....

Thông thường các giai đoạn xử lý kỵ khí phải đứng trước xử lý hiếu khí nhằm

giảm tải trọng chất hữu cơ và dinh dưỡng để có thể cho nước thải đạt yêu cầu chất

lượng thải ra sông hồ ...

Hình 1.7. Quá trình nitrat và phản nitrat hóa trong hệ thống xử lý nước thải (Gold et

al. 1989)

1.5.1. Xử lý nitơ bằng bùn hoạt tính.

Loại bỏ các hợp chất hữu cơ là việc rất quan trọng, khi lượng amoni và mức

nitrit/nitrat vượt qúa sẽ có hại đối với chất lượng nước. Amoni tạo ra một nhu cầu về

oxy trong môi trường nước, cần phải có 4,5 gram oxy để oxy hoá 01 gram amoni [2].

Nitrit rất độc đối với đời sống thủy sinh và có thể gây ra chứng giảm khả năng vận

chuyển oxy của máu trong sinh vật [28]. Những yếu tố này yêu cầu một phương pháp

hiệu quả để loại bỏ nitơ trong nước thải trước khi thải vào các hệ thống nước tự nhiên.


Bể tử hoại(Kỵ khí) Pha hiếu khí Thiếu khí

Nguồn Carbon

N2

Quá trình loại bỏ nitơ

NH4+

Nitơ hữu cơ

NO3-

Quá trình Nitrat hóa

Quá trình phản Nitrat hóa

23


Trong một mẫu nước thải chưa xử lý, phần lớn thường là amoni và các nitơ hữu cơ các

chất này bị oxy hoá thành nitrit và sau đó là nitrat trong môi trường. Phương pháp

thông thường để loại bỏ nitơ khỏi nước thải bắt đầu bằng cách oxy hoá amoni,

nitrit/nitrat (quá trình nitơ hoá) và chấm dứt bằng cách chuyển hoá nitrit/nitrat thành

khí nitơ (quá trình khử nitơ).

Quá trình nitơ hoá sinh học là một quá trình hai bước, bắt đầu bằng amoni được

chuyển thành nitrit bởi vi khuẩn Nitrosomonas, sau đó nitrit bị oxy hoá thành nitrat do

vi khuẩn Nitrobacter [1,2]. Những dòng vi khuẩn này là ví dụ điển hình trong quá

trình nitơ hoá. Chúng có khả năng tự dưỡng trong tự nhiên và sử dụng nguồn CO2 làm

nguồn cacbon trong tế bào của chúng. Việc hấp thụ amoni như là nguồn nitơ sẽ cao

hơn so với quần thể vi sinh tự nhiên có trong hệ thống xử lý nước thải. Chúng có khả

năng sử dụng các nguồn nitơ từ nitrit và nitrat cho việc hô hấp (khử nitơ) và để sinh

trưởng. Bởi vì sự nhạy cảm của quá trình này, do đó dựa vào bước nitơ hoá amoni để

chuyển amoni thành nitrit bằng cách sử dụng vi khuẩn tự dưỡng, quá trình này đòi hỏi

thời gian trung bình duy trì tế bào lâu, kéo dài đến vài ngày và nên đòi hỏi phương tiện

lưu giữ lớn. Vi khuẩn rất nhạy với nhiệt độ lạnh cũng như sự có mặt của các hoá chất

độc trong hệ thống. Tốc độ nitơ hoá chậm lại đáng kể khi thời tiết lạnh. Nhiệt độ dưới

8oC có thể làm cho vi khuẩn ngừng tăng trưởng, nhiệt độ tối ưu là 30oC.

Vi khuẩn phản nitrat hóa phần lớn là các vi khuẩn dị dưỡng yếm khí tùy tiện:

Pesudommonas, Bacterium, Nitrococcus, Achromobacter, Bacillus....Trong môi trường

đủ oxy, các vi khuẩn này oxy hóa các hợp chất hữu cơ giống như các vi khuẩn hiếu khí

bình thường. Khi môi trường thiếu oxy chúng mới tiến hành khử nitrat dưới tác động

của các enzyme Nitritreductase và Nitratreductase. Sự có mặt của oxy sẽ ức chế hoạt

động của enzyme này và dẫn đến kìm hãm quá trình phản nitrat hóa.

Trong hệ thống aroten sử dụng bùn hoạt tính với sự có mặt của các loại vi khuẩn

phân giải chất hữu cơ, vi khuẩn nitrat hóa và cả vi khuẩn phản nitrat hóa thì hiệu quả

xử lý nitơ phụ thuộc vào điều kiện vận hành. Giai đoạn đầu là giai đoạn hiếu khí là giai



đoạn nitơ hữu cơ bị phân hủy để vào sinh khối tế bào, tạo NH4+ rồi chuyển sang dạng

NO2- và NO3

-. Sau đó nước thải được đưa sang bể chứa một thời gian tạo điều kiện

thiếu khí để phát huy hiệu quả khử nitrat của vi khuẩn.

1.5.2. Các công nghệ xử lý nitơ mới trên cơ sở ANAMMOX

Cơ chế của quá trình anammox (Anaerobic Ammonium Oxidation) là phản ứng

oxy hóa kỵ khí amoni, trong đó amoni bị oxi hóa bởi nitrite để tạo thành nitơ tự do,

không cần cung cấp chất hữu cơ cho quá trình phân hủy sinh học này [12].

Quá trình khử nitơ trong nước thải bằng hệ vi khuẩn Anammox có thể biểu diễn

bằng sơ đồ sau:

NO2- + NH4

+ → N2 + 2H2O

Hình 1.8. Quá trình khử nitơ truyền thống và quá trình Anammox.

Phản ứng anammox đã được xác nhận là sự oxy hoá amoni bởi nitrit, phản ứng hoá học

đơn giản với tỷ lệ mol NH4+: NO2

- = 1:1 như ở phương trình:

(Quá trình nitrat hóa bán phần) 2NH4+ + 1.5O2 NH4

+ + NO2- + H2O + 2H+

(anammox) NH4+ + NO2

- N2 + 2H2O

(Tổng) 2NH4+ + 1.5O2 N2 + 3H2O + 2H+


Quá trình khử nitơ tự dưỡng

Quá trình khử nitơ truyền thống

Cố định Nitơ


Trên cơ sở cân bằng khối lượng từ thí nghiệm nuôi cấy làm giàu với kỹ thuật mẻ liên

tục (SBR) có tính đến sự sinh trưởng sinh khối, phản ứng anammox được xác định với

các hệ số với tỷ lượng như sau (Strous và cộng sự, 1999):

NH4+ + 1.32NO2

- + 0.066HCO3- + 0.13H+ → 1.02N2 + 0.26NO3

- + 0.066CH2O0.5N0.15 +

2.03H2O

Trong đó, sự tạo thành lượng nhỏ nitrate từ nitrite được giả thiết là để sinh ra

các đương lượng khử khi đồng hóa CO2. Phương trình này đã được chấp nhận rộng rãi

cho phản ứng anammox khi tính toán và giải thích.

Một trong các vấn đề là các vi khuẩn anammox sinh trưởng rất chậm (thời gian

nhân đôi hơn 10 ngày), nên việc nuôi cấy, phân lập gặp nhiều khó khăn. Tuy nhiên,

nhờ vào kỹ thuật phân tích DNA, việc phát hiện trực tiếp trên mẫu bùn thải và định

danh các vi khuẩn anammox đã được thực hiện thuận lợi.

Một số đặc điểm sinh lý của vi khuẩn anammox được biết có thể hoạt động

trong khoảng nhiệt độ từ 20 đến 430C (tối ưu ở 400C), pH 6,4-8,3 (tối ưu pH 8,0). Ở

điều kiện tối ưu, tốc độ tiêu thụ cơ chất riêng cực đại là 55mol NH4+-N/g protein/phút.

Ái lực với các cơ chất amoni và nitrit rất cao (hằng số ái lực dưới 10 mM).

Để áp dụng anammox vào xử lý nitơ (chủ yếu là nitơ amoni), về nguyên tắc

hoặc là cần bổ sung nitrit vào, hoặc là chuyển hoá một nửa amoni ban đầu thành nitrit

rồi chính nitrit sinh ra phản ứng với phần nửa amoni còn lại. Hướng thứ hai chính là

nguyên lý cho các ứng dụng thực tế của anammox. Như vậy, các công nghệ xử lý nitơ

mới sẽ bao gồm nitrit hoá bán phần theo sau là anammox.

1.5.3. SHARON và quá trình kết hợp SHARON - Anammox

SHARON (Single reactor system for Hing-rate Ammonium Removal Over

Nitrite) là công nghệ xử lý nitơ mới, là một lò phản ứng loại bỏ amoni tốc độ cao qua

nitrrit. Quá trình Sharon là hệ thống nitrat hóa phù hợp với nước thải có nồng độ amoni

cao (> 0,5mg/l). Trong quá trình này, 50% amoni bị chuyển thành nitrat nhờ sự có mặt

của oxy. Tính kiềm của nước thải đủ để bù vào cho quá trình axit hóa (Jetten và cộng



sự, 1997). Quá trình Sharon chọn lọc cho các vi khuẩn oxi hóa amoni phát triển nhanh

vượt qua vi khuẩn oxi hóa nitrat hóa:

NH4+ + HCO3

- + 0.75 O2 → 0.5 NO2- + CO2 + 1.5H2O

Dựa vào đặc điểm là ở nhiệt độ cao (trên 300C), các vi khuẩn oxy hoá amoni

(AOB) sẽ sinh trưởng nhanh hơn các vi khuẩn oxy hoá nitrit (NOB), và vi khuẩn phản

nitrit trong điều kiện thiếu oxy có khả năng chuyển nitrit thành khí nitơ. Do sự khác

biệt trong tỷ lệ tăng trưởng của các loài vi khuẩn ở nhiệt độ nên hệ thống này cần chọn

thời gian lưu thủy lực (HRT) đủ ngắn và vận hành ở nhiệt độ cao để cho NOB bị rửa

trôi khỏi bể phản ứng và quá trình oxy hoá amoni chỉ dừng ở nitrit. Mehtanol được

dùng làm nguồn carbon cho khử nitrit [31].

Bể phản ứng SHARON là một dạng bể điều nhiệt khuấy trộn đều, vận hành ở

nhiệt độ 30 - 400C; pH từ 7,0 đến 8,0 và HRT 1,5 ngày. Bể được vận hành theo các chu

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

Hình 1.9. Sơ đồ phản ứng SHARON


Dòng vàoDòng ra

Kiềm

Nguồn C

Thông khí


Hình 1.10. Quá trình kết hợp SHARON - Anammox

Sau đó, SHARON đã được sử dụng chỉ với chức năng nitrit hoá để kết hợp với

anammox thành một quá trình xử lý hai giai đoạn [24]. So với hệ thống nitrit hoá - khử

nitrat truyền thống, quá trình SHARON - Anammox tiết kiệm 50% nhu cầu oxy và

100% nhu cầu bổ sung nguồn carbon hữu cơ. Ở quy mô thí nghiệm, hệ thống xử lý kết

hợp này đã đạt được hiệu quả chuyển hoá 80% amoni thành khí nitơ với tải trọng 1,2

kg-N/m3/ngày. Đến nay, đã có các trạm SHARON qui mô lớn xử lý nitơ trong nước

tách ra từ phân hủy bùn kỵ khí được lắp đặt và vận hành ở châu Âu, ở Hà Lan như

Utrecht (1997, 900 kg-N/ngày); Dokhaven-Rotterdam (1999, 850 kg-N/ngày),...(Van

Kempen et al,2004). Tất cả các trạm này đều sử dụng công nghệ nitrit hoá-khử nitrit.

1.5.4. CANON

CANON (Completely autotrophic nitrogen removal over nitrite) là quá trình loại

nitơ hoàn toàn tự dưỡng qua nitrit [23]. Đầu tiên, bể phản ứng kiểu SBR được nạp bùn

anammox và vận hành ở điều kiện kỵ khí với nước thải tổng hợp chứa cả amoni và

nitrit. Sau đó, oxy được cung cấp ở nồng độ giới hạn để phát triển các vi khuẩn nitrit

hoá với nước thải tổng hợp chỉ chứa amoni và không chứa nitrit. Kết quả là khoảng

85% nitơ amoni được chuyển hoá thành khí nitơ và 15% còn lại thành nitrat. Phân tích

mẫu bùn CANON bằng kỹ thuật lai huỳnh quang tại chỗ (FISH - Fluorescence In Situ

Hybridisation) phát hiện sự có mặt của các vi khuẩn AOB thuộc chi Nitrosomonas và

vi khuẩn oxy hoá amoni kỵ khí tương tự planctomycete [31]. Từ đó, cơ chế vận hành



của CANON được giả thiết là sự kết hợp phản ứng nitrit hoá bán phần và phản ứng

anammox trong cùng một bể phản ứng. Nghiên cứu chi tiết cho thấy rằng bùn CANON

đã tạo thành các hạt tập hợp và các vi khuẩn AOB phân bố phía bên ngoài, trong khi vi

khuẩn anammox thì phân bố bên trong các hạt này. Các hạt tập hợp có kích thước khác

nhau có thành phần vi khuẩn AOB và anammox khác nhau.

1.5.5. OLAND

OLAND (Oxygen-limited autotrophic nitrification–denitrification) cũng là một

hệ thống xử lý nitơ hoàn toàn tự dưỡng, có tên đầy đủ là hệ thống nitrat hoá - khử tự

dưỡng trong điều kiện giới hạn oxy [26]. Ban đầu, OLAND được phát triển trên hệ

thống SBR (dung tích 4 lít), theo một con đường gần như ngược lại với CANON. Bùn

nitrat hoá hoạt tính (giàu AOB và NOB) được cấy vào bể SBR vận hành ở điều kiện

giới hạn oxy và nạp nước thải tổng hợp chứa 1000mg NH4+-N/l (không có carbon hữu

cơ) ở các tải trọng khác nhau. Sau một thời gian, vi khuẩn NOB được phát hiện giảm

dần (cỡ 107 lần ), sự mất nitơ dưới dạng khí N2 xuất hiện và tăng dần (4% với tải trọng

0,13kg - N/m3/d). Cơ chế loại nitơ được giả thiết do sự oxy hoá NH4+ thành N2 bởi

NO2- với một enzyme tương tự hydroxylamine oxidoreductase (HAO) của vi khuẩn

nitrat hoá thông thường.

1.5.6. Công nghệ bể USBF

Công nghệ lọc dòng ngược bùn sinh học USBF (Upflow Sludge Blanket Filter)

được thiết kế dựa trên trên mô hình động học xử lý BOD, nitrate hoá (nitrification) và

khử nitrate hóa (denitrification) của Lawrence và McCarty. Lần đầu tiên được giới

thiệu ở Mỹ những năm 1900 sau đó được áp dụng ở châu âu từ 1998 trở lại đây. Tuy

nhiên, hiện nay trên thế giới mô hình của Lawrence và McCarty được áp dụng kết hợp

trên nhiều dạng khác nhau tùy thuộc vào đặc điểm của mỗi nước. Công nghệ này chưa

được sử dụng ở Việt Nam, mặc dù công nghệ bùn hoạt tính đã được sử dụng như một

công nghệ kinh điển trong công tác xử lý nước thải phổ biến ở nước ta.



Hình 1.11. Công nghệ bể USBF

Nghiên cứu sử dụng mô hình công nghệ USBF để xử lý nước thải đô thị, là công

nghệ cải tiến của quá trình bùn hoạt tính trong đó kết hợp 3 quá trình Anoxic, Aeration

và lọc sinh học dòng ngược trong một hệ thống xử lý nước thải. Đây chính là điểm

khác với hệ thống xử lý bùn hoạt tính kinh điển, thường tách rời ba quá trình trên nên

tốc độ và hiệu quả xử lý thấp. Với sự kết hợp này sẽ đơn giản hóa hệ thống xử lý, tiết

kiệm vật liệu và năng lượng chi phí cho quá trình xây dựng và vận hành hệ thống.

Đồng thời hệ thống có thể xử lý nước thải có tải lượng hữu cơ, N và P cao.

Mô hình được thiết kế nhằm kết hợp các quá trình loại bỏ carbon (COD, BOD),

quá trình nitrat hoá/khử nitrat và quá trình loại bỏ dinh dưỡng (N và P). Nước thải được

loại bỏ rắn, sau đó được bơm vào mương chảy tràn thu nước đầu vào cùng trộn lẫn với

dòng tuần hoàn bùn. Hỗn hợp nước thải và bùn hoạt tính chảy vào ngăn thiếu khí.

Ngăn này có vai trò như là ngăn chọn lọc thiếu khí (Anoxic Selector) thực hiện hai cơ

chế chọn lọc động học (Kinetic Selection) và chọn lọc trao đổi chất (Metabolism

Selection) để làm tăng cường hoạt động của vi sinh vật tạo bông nhằm tăng cường hoạt

tính của bông bùn và kìm hãm sự phát triển của các vi sinh vật hình sợi gây vón bùn và

nổi bọt. Quá trình loại bỏ C, khử nitrat và loại bỏ P diễn ra trong ngăn này. Sau đó,



nước thải chảy qua ngăn hiếu khí nhờ khe hở dưới đáy ngăn USBF. Ở đây oxy được

cung cấp nhờ các ống cung cấp khí qua một máy bơm. Nước thải sau ngăn hiếu khí

chảy vào ngăn USBF và di chuyển từ dưới lên, ngược chiều với dòng bùn lắng xuống

theo phương thẳng đứng. Đây chính là công đoạn thể hiện ưu điểm của hệ thống do kết

hợp cả lọc và xử lý sinh học của chính khối bùn hoạt tính. Phần nước trong đã được xử

lý phía trên chảy tràn vào mương thu nước đầu ra. Một phần hỗn hợp nước thải và bùn

trong ngăn này được tuần hoàn trở lại ngăn thiếu khí.

1.5.7. Công nghệ xử lý nitơ trong nước thải bằng MBR

Công nghệ xử lý nước thải bằng màng MBR (Membrance Bioreactor) đã được

nghiên cứu và ứng dụng tại Hoa Kỳ và một số nước phát triển, nhưng ở Việt Nam công

nghệ này mới đang được nghiên cứu.

Việt Nam vừa thành công trong nghiên cứu dùng bể sinh học màng vi lọc

(MBR) để xử lý nitơ, amonia trong nước thải. Chiếc bể này được thiết kế như một

chiếc bể lắng bùn hoạt tính thông thường nhưng bùn hoạt tính sinh trưởng lơ lửng được

kết hợp với công nghệ lọc màng nhằm tách hai pha rắn lỏng ở đầu ra [7]. Vì thế, nồng

độ bùn duy trì được rất cao, thời gian lưu bùn kéo dài để đạt hiệu quả tối ưu trong việc

khử nitơ và amoni.

Hệ thống bể sinh học MBR theo thiết kế có 2 kiểu: kiểu đặt ngập màng MBR

vào trong bể và kiểu đặt ngoài. Với kiểu đặt ngập, màng MBR hoạt động bằng cách hút

hoặc dùng áp lực; với kiểu đặt ngoài, màng MBR hoạt động theo nguyên tắc tuần hoàn

lại bể phản ứng ở áp suất cao.

Bể sinh học màng MBR có thể phù hợp để xử lý rất nhiều loại nước thải khác

nhau như nước thải sinh hoạt, nước thải đô thị, nước thải nhà máy, nước rỉ rác, nước

thải thủy hải sản...



CHƯƠNG II: VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP

2.1. Nguyên liệu

2.1.1. Vi sinh vật

Chủng vi sinh vật phân lập từ đất, nguồn nước thải sinh hoạt, nước mặt, nước

thải của nhà máy sản xuất thực phẩm và bùn hoạt tính của hệ thống xử lý nước thải và

được giữ giống trên môi trường thạch nghiêng, thực hiện tại phòng thí nghiệm sinh học

- Viện Khoa học và Công nghệ Môi trường, Đại học Bách Khoa Hà Nội.

Bùn được sử dụng trong hệ thống xử lý nước thải sinh hoạt được lấy từ các bể

sinh học hiếu khí đã vận hành ổn định ở các hệ thống xử lý nước thải có tính chất

tương tự.

2.1.2. Hoá chất

Các hóa chất được sử dụng Merk (Đức), Anh, Trung Quốc, Việt Nam có độ tinh

khiết cao.

2.1.3. Thiết bị

Các thiết bị vô trùng, khử trùng: Nồi khử trùng Hymalayama HV.

Tủ sấy (Nhật bản).

Các thiết bị để nuôi cấy và giữ giống: Tủ cấy, tủ nuôi, tủ lạnh, máy lắc.

Kính hiển vi quang học Olimpus Nhật.

Cân điện tử Adam Anh.

Máy đo quang Lamda 35 (Perkilermer).

Máy ly tâm Heititech Đức.

Máy đo pH Eutech 1500.

Máy thổi khí và đo DO.

Máy phá mẫu Hach.

Bộ phá mẫu và chưng cất Kjeldahl.

Bộ xác định BOD (Oxitop).



Ngoài ra còn các dụng cụ khác như: Micropipet, pipet thuỷ tinh, bình tam giác

các loại, ống nghiệm, cốc thuỷ tinh, ống đong....

2.2. Phương pháp nghiên cứu

2.2.1. Phương pháp phân lập vi khuẩn

Chúng tôi sử dụng phương pháp truyền thống trong phân lập vi khuẩn.

Các vi khuẩn nitrat thường được phân lập từ môi trường đất hoặc nước, việc phân lập

các chủng vi khuẩn này tương đối khó khăn, các hóa chất sử dụng cho quá trình phân lập có

độ tinh khiết cao. Để tạo điều kiện thuận lợi cho vi khuẩn phát triển môi trường sử dụng cho

phân lập là môi trường Winogradsky I và II, thành phần như sau:

Winogradsky I Winogradsky II

Thành phần Khối lượng (g) Thành phần Khối lượng (g)

(NH4)2SO4 2 NaNO2 1

K2HPO4 1 K2HPO4 0,5

MgSO4 0,5 MgSO4 0,3

FeSO4 0,4 FeSO4 0,4

NaCl 2 NaCl 0,5

H2O 1 (l) H2O 1(l)

CaCO3 hay MgCO3 1 NaHCO3 1

pH 8,0 pH 8,3 – 8.8

Aga 2% Aga 2%

Bảng 2.1. Thành phần môi trường phân lập vi khuẩn nitrate hóa

Trong quá trình phân lập vi khuẩn nitrit người ta nuôi cấy đất hoặc nước vào

môi trường dịch thể Winogradsky I, nuôi tăng sinh ở 300C trong 120h, sau đó lấy một

giọt môi trường ở đáy cấy truyền sang bình khác. Làm như vậy 2 đến 3 lần. Pha loãng

mẫu và lấy 0,1 ml cấy trang đều lên môi trường Winogradsky thạch aga để phân lập vi

khuẩn . Nuôi ở nhiệt độ 30oC trong thời gian 48h - 240h. Lựa chọn những khuẩn lạc có



hình thái khác nhau, cấy ria lên môi trường thạch mới. Làm như vậy từ 3-4 lần để thu

được vi khuẩn thuần khiết. Cuối cùng cấy truyền vào ống thạch nghiêng, sau đó bảo

quản lạnh 40C để thực hiện cho việc nghiên cứu tiếp theo.

2.2.2. Phương pháp xác định khả năng sinh trưởng của vi sinh vật

2.2.2.1. Phương pháp đo độ đục (OD)

Sinh trưởng được theo dõi bằng phương pháp đo mật độ tế bào với bước sóng

620 nm trên máy so màu. Kết quả OD cho ta biết độ đục của canh trường nuôi cấy vi

sinh. Dùng phương pháp này cho phép ta so sánh được lượng sinh khối giữa các dịch

canh trường. Đây là phương pháp đơn giản, cho kết quả nhanh nhưng kết quả chỉ mang

tính so sánh giữa các mẫu có môi trường tương tự nhau.

2.2.2.2. Xác định số lượng tế bào bằng phương pháp pha loãng tới hạn và nuôi cấy

trên môi trường thạch

Mẫu cần xác định số lượng được lắc đều dùng pipet vô trùng hút 1ml dịch chứa

vi sinh vật cho vào ống chứa 9 ml dung dịch muối sinh lý (NaCl = 0,85%) vô trùng,

trộn đều.

Hút tiếp 1 ml dịch ở ống nghiệm trên cho vào ống nghiệm thứ hai cũng đựng 9

ml dịch nước muối sinh lý.

Mỗi lần hút truyền sang ống nghiệm là ta đã pha loãng 10 lần, để chính xác thay

đầu pipét sau mỗi lần pha loãng. Pha loãng đến nồng độ thích hợp tuỳ theo mật độ vi

sinh vật ở mẫu.

Sau khi pha loãng hút 0,1 ml dịch pha loãng ở nồng độ thích hợp cho vào đĩa

môi trường thạch tương ứng. Để chính xác ở mỗi nồng độ nên gạt 3 đĩa để đếm số

khuẩn lạc. Dùng que gạt vô trùng gạt đều trên bề mặt thạch.



Hình 2.1. Quá trình tạo dãy pha loãng mẫu

Nuôi cấy ở nhiệt độ thích hợp và theo dõi trong vòng từ 24 72 h.

Đếm số lượng khuẩn lạc vi khuẩn trên từng đĩa và tính theo công thức:

CFU/ml(g) = a.K / V

Trong đó:

CFU- Conoly forming unit.

a: Số khuẩn lạc trung bình xuất hiện trên các đĩa thạch có cùng độ pha loãng.

V: Thể tích dịch pha loãng được cấy gạt trên mặt thạch.

K: Độ pha loãng của dịch được nuôi cấy.

Số lượng khuẩn lạc được đếm ở một số nồng độ khác nhau và có số đĩa lặp lại

(ít nhất 3 đĩa) để tăng độ chính xác.

2.2.3. Phương pháp xác định hoạt tính của vi sinh vật

Dịch môi trường sau khi nuôi cấy đem ly tâm 9000vòng/phút/15phút. Lấy phần

dịch trong để xác định hoạt tính nitrat hoá của vi khuẩn.

2.2.3.1. Phương pháp xác định nitrit (NOPhương pháp xác định nitrit (NO22--) bằng phương pháp trắc phổ hấp thụ) bằng phương pháp trắc phổ hấp thụ

phân tử.phân tử.

Nguyên tắcNguyên tắc::



NO2- được xác định qua hợp chất azo mầu đỏ hồng được tạo thành tại pH từ 2

đến 2,5 bằng cách kết hợp sulfanilamide (NH2C6H4SO2NH2) với N-(1-naphthyl)-

ethylenediamine dihydrochloride (NED dihydrochloride) (C12H16Cl2N2). Đo độ hấp thụ

ở bước sóng = 543 nm.

Hóa chất

Trong quá trình phân tích, chỉ dùng thuốc thử thuộc loại phân tích và chỉ dùng

nước cất không chứa nitrit.

Thuốc thử

Hòa tan 10g sulfanilamide (NH2C6H4SO2NH2) trong 800 ml nước và 100 ml axit

H3PO4 85%. Sau khi hòa tan hoàn toàn sulfanilamide, thêm vào 1 g N-(1-naphthyl)-

ethylenediamine dihydrochloride (C12H16Cl2N2). Trộn đều rồi định mức thành 1(l).

Dung dịch ổn định trong vòng 1 tháng nếu được giữ lạnh trong chai tối màu.

Dung dịch nitrit chuẩn

Dung dịch nitrit chuẩn 1 mg/l được pha từ dung dịch gốc có nồng độ 1000 mg/l.

Dung dịch chuẩn được pha trước khi sử dụng.

Cách tiến hành

Dựng đường chuẩn

Lấy vào bình định mức 25 ml lần lượt các thể tích 0; 1; 2; 5; 10 ml dung dịch

nitrit chuẩn làm việc 1 mg/l rồi định mức bằng nước cất đến vạch.

Thêm vào mỗi bình 1 ml thuốc thử NED rồi lắc đều.

Để ổn định màu sau 10 phút rồi so màu trên máy UV-VIS ở bước sóng 543 nm

Phần mẫu thử

Thể tích phần mẫu thử lớn nhất là 25 ml. Lượng mẫu này thích hợp cho việc xác

định nồng độ nitrit tới = 0,4 mg/l. Phần mẫu thử nhỏ hơn có thể được sử dụng để xác

định nitrit có nồng độ cao hơn. Nếu mẫu thí nghiệm có chứa các chất lơ lửng, thì phải

lọc qua màng lọc 0,47 m hoặc ly tâm trước khi lấy phần mẫu để thử .

Xác định



Dùng pipet chuyển phần mẫu thử được lấy vào bình định mức dung dịch 25 ml.

Định mức đến vạch rồi thêm 1 ml thuốc thử NED, lắc đều dung dịch.

Để mẫu ổn định mầu sau 10 phút, đo độ hấp thụ của dung dịch ở bước sóng 543

nm với cuvét có chiều dài đường quang 10 mm..

Mẫu trắng

Tiến hành thử mẫu trắng như mẫu thử nhưng thay phần mẫu thử bằng 25 ml


Mẫu chuẩn

Chuẩn bị mẫu chuẩn với nồng độ ở giữa khoảng xác định của đường chuẩn hoặc

với nồng độ thường gặp nhất khi phân tích các chỉ tiêu này

Tính toán kết quả

Dựa vào đường chuẩn tính ra hàm lượng NO2- -N (μg) trong mẫu phân tích. Lấy

giá trị này chia cho thể tích mẫu lấy phân tích được kết quả nồng độ NO 2--N (mg/l) của

mẫu phân tích.

2.2.3.2. Xác định NO3- bằng phương pháp cột khử cadimium

Nguyên tắc

NO3- bị khử gần như hoàn toàn thành NO2

- với sự có mặt của Cd. Cd trước khi

sử dụng cần được xử lý bằng CuSO4 và nhồi vào cột.

NO2- sau đó được xác định bằng cách diazo hóa bằng axit sunfanilamide và cho

kết hợp với N-(1-naphthyl)-ethylendiamin dihydrochloride để tạo thành hợp chất azo

có màu hồng đo bằng máy so màu. Để loại trừ ảnh hưởng của sự có mặt NO2--N có sẵn

trong mẫu cần tiến hành phân tích không qua công đoạn khử bằng Cd. Khoảng xác

định của phương pháp là từ 0,01 đến 1,0 mg NO3-/l. Phương pháp này đặc biệt thích

hợp khi hàm lượng NO3--N trong mẫu phân tích nhỏ hơn 0,1 mg/l.

Dụng cụ và thiết bị thí nghiệm

Cột khử: cấu tạo gồm 2 phần:

- Pipet bầu 20ml (đã bỏ phần đoạn ồng ở trên bầu).



- Phần ống nhựa gằn vào pipet có lắp thêm bộ phận điều chỉnh tốc độ ở cuối

ống.

Máy so mầu bước sóng 543 nm

Hóa chất

Hạt Cu-Cd

Rửa 25g Cd (hạt) bằng HCl 6N rồi tráng lại bằng nước. Thêm 100ml dung dịch

CuSO4 2% và khuấy trong 5 phút đến khi mầu xanh của dung dịch nhạt đi. Gạn bỏ

dung dịch rồi lặp lại (tiếp tục cho dung dịch CuSO4 rồi khuấy) đến khi xuất hiện kết tủa

dạng keo màu nâu. Rửa lại bằng nước để loại bỏ kết tủa Cu.

Hóa chất

- Dung dịch NH4Cl – EDTA (A): hòa tan 13 g NH4Cl và 1,7 g EDTA trong 900

ml nước. Điều chỉnh pH của dung dịch đến 8,5 bằng dung dịch NH4OH rồi định mức

đến 1000ml.

- Dung dịch NH4Cl – EDTA (B): lấy 300 ml dung dịch A, thêm nước cất thành

500 ml dung dịch.

- Dung dịch HCl 6N (HCl 1:1)

- Dung dịch CuSO4 2%: hòa tan 20 g CuSO4.5H2O trong 500 ml rồi định mức

thành 1000 ml.

- Thuốc thử

Trong quá trình phân tích, chỉ dùng thuốc thử thuộc loại phân tích và chỉ dùng


+ Hòa tan 10 g sulfanilamide (NH2C6H4SO2NH2) trong 800 ml nước và 100 ml

axit H3PO4 85%. Sau khi hòa tan hoàn toàn sulfanilamide, thêm vào 1 g N-(1-

naphthyl)-ethylenediamine dihydrochloride (C12H16Cl2N2). Trộn đều rồi định mức thành

1(l). Dung dịch ổn định trong vòng 1 tháng nếu được giữ lạnh trong chai tối màu.



+ Dung dịch nitrat chuẩn gốc: Sấy khô muối KNO3 ở nhiệt độ 1050C trong 24

giờ. Hòa tan 0,7218 g trong nước định mức thành 1000 ml, thêm 2 ml CHCl3 để bảo

quản; 1 ml = 100 g NO3--N. Dung dịch ổn định ít nhất 6 tháng.

+ Dung dịch nitrat làm việc: Pha loãng 100 ml dung dịch nitrat gốc thành 1000

ml với nước cất, bảo quản bằng 2 ml CHCl3; 1ml = 10g NO3--N. Dung dịch ổn định

trong 6 tháng.

- Các dung dịch hóa chất phân tích NO2-- N.

Phương pháp

Chuẩn bị cột khử

Nhồi một ít sợi thủy tinh vào đáy cột rồi đổ đầy nước vào cột. Trong khi giữ cột

đầy nước cho hạt Cu-Cd vào cột với chiều dài phần chứa hạt Cu-Cd là khoảng 18,5 cm.

Luôn giữ một mực nước phía trên cột để tránh bọt khí trong cột. Rửa cột bằng 200ml

dung dịch B (NH4Cl - EDTA loãng). Hoạt hóa cột bằng cách cho chảy qua ít nhất

100ml dung dịch hỗn hợp 25% dung dịch chuẩn 1mg NO3--N/l và 75% dung dịch

NH4Cl - EDTA (dung dịch A) với tốc độ 7 10 ml/phút.

Xử lý mẫu và phân tích

- Loại bỏ cặn lơ lửng bằng cách lọc mẫu qua giấy lọc 0,45m.

- Điều chỉnh để pH = 7 9 bằng HCl hoặc NaOH (để đảm bảo có pH khoảng

8,5 khi thêm dung dịch NH4Cl – EDTA).

- Khử mẫu: lấy 25ml mẫu (hoặc mẫu đã được pha loãng thành 25ml), thêm

75ml dung dịch NH4Cl – EDTA (A) rồi trộn đều. Cho hỗn hợp mẫu chảy qua cột với

tốc độ 7 10 ml/phút. Bỏ qua phần dung dịch ban đầu, thu 25ml phần dung dịch sau

vào bình định mức.

- Trong vòng 15 phút sau khi thu được mẫu, cho 1ml thuốc thử phân tích rồi đo

trên máy so mầu ở bước sóng 543nm sau 10 phút nhưng không lâu hơn 2 giờ.



Lưu ý: Không cần phải rửa cột giữa các mẫu khác nhau. Trong trường hợp

không dùng cột ngay trong vài giờ hoặc lâu hơn, lấy 50ml dung dịch NH4Cl - EDTA

(A) cho chạy qua cột một phần, một phần giữ lại ở trong cột, không để cột bị khô.

Lập đường chuẩn

Sử dụng dung dịch nitrat làm việc để chuẩn bị các điểm dung dịch chuẩn trong

khoảng 0,05 đến 1,0 mgNO3--N/l bằng cách lấy các thể tích 0,5; 1,0; 2,0; 5,0 (ml) vào

bình định mức 100ml rồi định mức đến vạch. Tiến hành khử rồi so màu mẫu chuẩn

chính xác như làm với mẫu.

Tính toán kết quả

Xây dựng đường chuẩn, dựa vào đường chuẩn tính ra hàm lượng NO2--N trong

mẫu khử. Nếu như NO2--N không được tách ra khỏi mẫu trước khi phân tích thì kết quả

thu được là tổng hàm lượng của N- NO2- và N-NO3

-. Để xác định riêng nồng độ N-NO3-

cần xác định nồng độ N-NO2- trong mẫu trước rồi trừ đi giá trị này.

2.2.4. Một số phương pháp xác định các thông số môi trường nước2.2.4. Một số phương pháp xác định các thông số môi trường nước

2.2.4.1. Xác định pH2.2.4.1. Xác định pH

Nồng độ pH được xác định bằng máy đo pH.Nồng độ pH được xác định bằng máy đo pH.

2.2.4.2. Xác định nồng độ oxy hoà tan (DO) 2.2.4.2. Xác định nồng độ oxy hoà tan (DO)

Nồng độ oxy hoà tan được xác định bằng máy đo DO (Insitu - Mỹ).Nồng độ oxy hoà tan được xác định bằng máy đo DO (Insitu - Mỹ).

2.2.4.3. Phương pháp xác định nhu cầu oxy hoá học (COD).2.2.4.3. Phương pháp xác định nhu cầu oxy hoá học (COD).

Nhu cÇu oxy hãa häc cña níc lµ lîng oxy cÇn thiÕt ®Ó oxy hãa

hoµn toµn çc hîp chÊt h÷u c¬ cã trong níc b»ng chÊt oxy hãa m¹nh:

ChÊt h÷u c¬ + O2 CO2 + H2O

Nguyªn t¾c

§un mÉu thö víi lîng kali dicromat ®· biÕt tríc (cã mÆt cña thñy

ng©n (II) sunfat vµ xóc t¸c b¹c sunfat) trong axit sufuric ®Æc trong

kho¶ng thêi gian nhÊt ®Þnh, trong qu¸ tr×nh ®ã mét phÇn dicromat

bÞ khö do sù cã mÆt çc chÊt cã kh¶ n¨ng bÞ oxy hãa. ChuÈn ®é l-



îng dicromat cßn l¹i b»ng s¨t (II) amonisunfat. TÝnh to¸n gi¸ trÞ COD

tõ lîng dicromat bÞ khö.

C¬ chÕ ph¶n øng

HÇu hÕt çc hîp chÊt h÷u c¬ bÞ oxy hãa bëi hçn hîp s«i cña

bicromatkali vµ axit sunfuric ®Æc víi xóc t¸c lµ Ag2SO4

ChÊt h÷u c¬ + Cr2O72- Cr3+

+H2O

(Cr2O72-+14H+ + 6e Cr3+ +14H2O)

Ph¶n øng ®îc tiÕn hµnh ë 1500C trong kho¶ng 2 giê, trong m«i

trêng H2SO4®Æc víi xóc t¸c lµ Ag2SO4. Lîng K2Cr2O7 biÕt tríc sÏ gi¶m t-

¬ng øng víi lîng chÊt h÷u c¬ cã trong mÉu. Lîng K2Cr2O7 cßn l¹i sau

ph¶n øng sÏ ®îc ®Þnh ph©n b»ng dung dÞch FAS 0,025N. Lîng chÊt

h÷u c¬ bÞ oxy ho¸ ®îc tÝnh b»ng lîng O2 t¬ng ®¬ng th«ng qua lîng

K2Cr2O7 bÞ khö. Lîng oxy t¬ng ®¬ng nµy chÝnh lµ COD.

Hãa chÊt

- Axit sufuric

Thªm 5,5 g Ag2SO4 vµ 33,3 g HgSO4 vµo 1 kg H2SO4 ®Ëm ®Æc

dïng ®òa khuÊy ®Òu ®Õn khi tan hÕt( chó ý an toµn)

- Dung dÞch chuÈn Bicromatkali 0,25N

C©n 12,259 g K2Cr2O7 ®· sÊy kh« ë 1050C trong vßng 2 giê.

Dïng níc cÊt ®Þnh møc thµnh 1000 ml.

- ChÊt chuÈn Potassium hydragen phthalate (KHP)

SÊy kh« hãa chÊt ë 1050C tíi khèi lîng kh«ng ®æi. Hßa tan 425

mg KHP b»ng níc cÊt vµ ®Þnh møc thµnh 1 lit. Dung dÞch nµy cã nhu

cÇu oxy hãa häc lµ 500 mg O2/l

- Dung dÞch chuÈn ®é s¾t (II) amoni sunfat

(NH4)2Fe(SO4)2.6H2O (FAS) 0,025N.



Hßa tan 9,8 g (NH4)2Fe(SO4)2.6H2O trong níc cÊt. Thªm 2 ml axit

sufuric ®Æc lµm l¹nh dung dÞch vµ pha lo·ng thµnh 1 lÝt.

Dung dÞch nµy cÇn ®îc chuÈn l¹i h»ng ngµy b»ng çch: lÊy 1ml

dung dÞch K2Cr2O7 0,25 N cho vµo b×nh tam gi¸c 100 ml cã lµm l¹nh

sau ®ã cho tõ tõ 3 ml H2SO4 ®Æc. Cho vµo b×nh 1 giät chØ thÞ

Feroin l¾c ®Òu. ChuÈn ®é dung dÞch nµy b»ng FAS. Mµu cña dung

dÞch chuyÓn tõ xanh sang ®á n©u th× dõng l¹i

Nång ®é cña FAS ®îc tÝnh theo c«ng thøc:

Trong ®ã:

V1: ThÓ tÝch cña K2Cr2O7 0,25 N (ml)

V2: ThÓ tÝch FAS tiªu tèn khi chuÈn (ml)

- ChÊt chØ thÞ Feroin:

Hßa tan 1,5 g 1,10 - phenalthrolin C12H8N2. H2O vµ 0,7 g

FeSO4.7H2O vµo níc cÊt vµ ®Þnh møc thµnh 100 ml. Dung dÞch nµy

bÒn trong vµi th¸ng nÕu ®îc b¶o qu¶n trong chai tèi.

Çch tiÕn hµnh

LÊy vµo èng ®un dung dÞch cì 16x 100ml, 1ml dung dÞch

chuÈn Bicromatkali 0,25N vµ 3ml dung dịch acid sunfuric đã bổ sung

Ag2SO4 .Hót chÝnh x¸c 2ml mÉu cho vµo èng (Chó ý pha lo·ng sao

cho mÉu cÇn ph©n tÝch cã hµm lîng COD 700 mg/l) ®Ëy n¾p l¹i

vµ l¾c ®Òu èng chøa mÉu, tr¸nh hiÖn tîng nãng côc bé. §Æt èng

nghiÖm vµo bÕp ®un ë 150 20C trong 2 giê. Sau khi ®un xong,

lµm nguéi ®Õn nhiÖt ®é phßng. ChuyÓn dung dÞch trong èng vµo

b×nh nãn 100 ml. Tr¸ng kü b»ng níc cÊt, bæ sung mét giät chØ thÞ

Feroin vµ tiÕn hµnh chuÈn ®é b»ng dung dÞch FAS 0,025 N. Mµu cña



dung dÞch sÏ chuyÓn tõ xanh sang n©u ®á ë ®iÓm cuèi cña qu¸

tr×nh chuÈn ®é. TiÕn hµnh ®ång thêi víi mÉu tr¾ng vµ mÉu chứa

Potassium hydragen phthalate (KHP) (§èi víi mÉu tr¾ng thay 2 ml

mÉu ph©n tÝch b»ng 2 ml níc cÊt. §èi víi mÉu chuÈn KHP thay b»ng

2ml dung dÞch KHP ®· pha ë trªn cã hµm lîng phï hîp víi mÉu cÇn

ph©n tÝch).

TÝnh kÕt qu¶ ph©n tÝch

Trong ®ã:

V1: ThÓ tÝch dung dÞch FAS tiªu tèn khi chuÈn ®é mÉu

tr¾ng, ml

V2: ThÓ tÝch dung dÞch FAS tiªu tèn khi chuÈn ®é mÉu thö,

ml

N: Nång ®é cña FAS dïng ®Ó chuÈn ®é

8: §¬ng lîng ph©n tö gam cña oxy

Vm: ThÓ tÝch mÉu ®em ph©n tÝch, ml

K: HÖ sè pha lo·ng

2.2.4.4. Xác định nhu cầu oxy sinh hoá BOD2.2.4.4. Xác định nhu cầu oxy sinh hoá BOD55

Nhu cầu oxy sinh hóa BOD là lượng oxy cần thiết để vi sinh vật oxy hóa các

chất hữu cơ có khả năng phân huỷ sinh học.

Lấy mẫu và bảo quản

Trong khoảng thời gian từ lúc mẫu được lấy đến khi phân tích, mẫu nước có thể

phân huỷ đáng kể dẫn đến giá trị BOD của mẫu giảm dần. Vì vậy tốt nhất là phân tích

mẫu ngay sau khi lấy. Trong trường hợp không phân tích được ngay cần giữ lạnh mẫu

ở nhiệt độ đóng băng nhưng cũng chỉ trong vòng 24 giờ. Đưa mẫu về 200C trước khi

phân tích.



Bộ đo BOD bằng Oxitop

* Cấu tạo:

- Thiết bị khuấy từ làm việc ở điện áp 230V/50Hz hoặc 120V/60Hz.

- Chai ủ màu tối có thể tích 510ml.

- Các con từ

- Sensor BOD

- Ống cao su chứa viên NaOH tinh thể để hấp thụ CO2

- Các bình định mức thể tích mẫu

* Nguyên tắc hoạt động:

Quá trình ủ mẫu được tiến hành trong hệ kín. Vi sinh vật sử dụng O2 trong

quá trình phân huỷ làm lượng O2 giảm dần, đồng thời khí CO2 tạo thành trong quá

trình phân huỷ bị hấp thụ vào chất kiềm mạnh làm áp suất trong chai giảm dần. Sự

giảm áp suất được chuyển qua một bộ vi xử lý trong sensor và chuyển thành giá trị

BOD tương ứng.

Xử lý mẫu

Trung hòa mẫu: dùng dung dịch NaOH 1N (hoặc đặc hơn) hoặc H2SO4 1N

(hoặc đặc hơn) điều chỉnh pH của mẫu về khoảng 6,5 – 7,5. Thể tích axit hoặc bazơ

cho vào không nên vượt quá 0,5% thể tích mẫu. Cần thiết có thể dùng dung dịch

đặc hơn.

Nước thải sinh hoạt thông thường không chứa các chất độc đồng thời có đủ các

chất dinh dưỡng và vi sinh vật thích hợp nên có thể lấy phân tích ngay mà không

cần bổ sung vi sinh vật và chất dinh dưỡng. Do đó không cần phải xử lý mẫu tức là

có thể dùng bộ đo oxitop xác định BOD mà không cần phải pha loãng mẫu.

Cách tiến hành

Chọn thể tích mẫu: Thể tích mẫu lấy phụ thuộc vào khoảng giá trị BOD của

mẫu (xem bảng). Giá trị BOD của mẫu được ước đoán qua giá trị COD.



Thông thường BOD = 80%COD. Dựa vào giá trị này lấy thể tích mẫu tương

ứng bằng các bình định mức sẵn có.

Thể tích mẫu (ml) Khoảng BOD (mg/l) Hệ số

432 0 – 40 1

365 0 – 80 2

250 0 – 200 5

164 0 – 400 10

97 0 – 800 20

43,5 0 - 2000 50

Đổ mẫu nước vào chai ủ mẫu.

Cho con khuấy từ vào.

Đặt ống cao su lên miệng chai.

Cho vào ống cao su 2 viên NaOH. Chú ý không được để NaOH rơi vào mẫu.

Vặn chặt sensor vào chai.

Bấm đồng thời phím S và M trên sensor, khoảng 2 giây thì màn hình xuất hiện

00. Điều này nghĩa là các giá trị nhớ trước đó đã bị xoá sạch.

Giữ chai trên thiết bị khuấy từ trong tủ 20oC trong 5 ngày.

Muốn xem giá trị BOD của từng ngày, bấm phím S (bên trái). Bấm phím M để

xem giá trị BOD tức thời.

Kết quả

BOD5 (mg/l) = D Hệ số x Hệ số pha loãng

D: số hiện trên sensor BOD sau 5 ngày.

2.2.4.5. Xác định chất răn lơ lửng (SS)

Nguyªn t¾c

Dïng m¸y läc ch©n kh«ng hoÆc ¸p suÊt ®Ó läc mÉu qua giÊy

läc. SÊy giÊy läc ë 1050C lîng cÆn ®îc x¸c ®Þnh b»ng çch c©n

ThiÕt bÞ, dông cô



- B¬m ch©n kh«ng ®Ó läc ch©n kh«ng

- GiÊy läc b¨ng xanh lo¹i cã ®êng kÝnh phï hîp

- PhÔu läc sø hoÆc thuû tinh

- B×nh hót Èm, chÊt hót Èm ®· tÈm chØ thÞ mµu

- Tñ sÊy cã kh¶ n¨ng duy tr× nhiÖt ®é 1050C 20C

- C©n ph©n tÝch cã thÓ c©n víi ®é chÝnh x¸c 0,1 mg

- Panh g¾p giÊy läc

LÊy mÉu vµ xö lý mÉu

Nªn lÊy mÉu vµo b×nh trong suèt (tr¸nh lÊy ®Çy b×nh ®Ó l¾c

cho tèt)

CÇn ph©n tÝch chÊt r¾n l¬ löng cµng nhanh cµng tèt sau khi

lÊy mÉu, nªn ph©n tÝch trong vßng 4 giê. NÕu kh«ng kÞp ph©n tÝch

th× ph¶i gi÷ mÉu ë 40C trong tèi, kh«ng ®îc ®Ó mÉu ®«ng l¹nh,

kh«ng thªm g× vµo mÉu khi lu gi÷.

Çch tiÕn hµnh

- LÊy mÉu khái tñ b¶o qu¶n ( t0 40C ), ®Ó mÉu ®¹t nhiÖt ®é

phßng

- SÊy giÊy läc trong tñ sÊy ë 1050C kh« ®Õn khèi lîng kh«ng ®æi.

C©n giÊy läc víi ®é chÝnh x¸c 0,1mg trªn c©n ph©n tÝch. SÊy giÊy

läc lÆp l¹i ®Õn khi ®é hao khèi lîng cña giÊy läc < 0,3 mg

- §Æt giÊy läc trong b×nh hót Èm, tr¸nh ®Ó bôi bÈn vµ h¬i níc

b¸m vµo giÊy

- §Æt giÊy läc vµo phÔu cña thiÕt bÞ läc, mÆt nh½n xuèng díi vµ

nèi thiÕt bÞ víi m¸y b¬m ch©n kh«ng

- LÊy lîng mÉu sao cho cÆn kh« trªn giÊy läc phï hîp víi gi¶i khèi l-

îng tèi u cho viÖc x¸c ®Þnh. kho¶ng 5 mg ®Õn 50 mg thêng lÊy

kho¶ng 100 ml mÉu. §Ó kÕt qu¶ cã gi¸ trÞ lîng cÆn kh« cÇn ®¹t tèi



thiÓu lµ 2 mg. Läc mÉu, tr¸ng èng ®ong vµ xung quanh phÔu läc

b»ng níc cÊt víi lîng x¸c ®Þnh. Th¸o bá nguån ch©n kh«ng khi thÊy

giÊy läc ®· kh«. CÈn thËn gì giÊy läc ra khái phÔu b»ng panh g¾p

phï hîp, gËp giÊy läc bá vµo tñ sÊy ë 1050C trong vßng 1 ®Õn 2 giê,

lÊy giÊy läc ra khái tñ sÊy cho vµo b×nh hót Èm kho¶ng 1 phót, ®Ó

cho giÊy läc c©n b»ng víi kh«ng khÝ xung quanh råi c©n. LÆp l¹i qu¸

tr×nh sÊy vµ c©n cho tíi khi khèi lîng giÊy kh«ng ®æi ( m = 0,3

mg). Lµm cïng víi mét mÉu tr¾ng, nÕu dïng 100ml mÉu ®em ph©n

tÝch, tr¸ng giÊy läc vµ phÔu b»ng 20ml níc cÊt th× ta dïng 120ml níc

cÊt ®em läc ®èi víi mÉu tr¾ng, sau ®ã xö lý nh víi mÉu ph©n tÝch.

TÝnh to¸n

Hµm lîng chÊt r¾n l¬ löng X trong níc tÝnh b»ng mg/l ®îc tÝnh

theo ph¬ng tr×nh sau

X = 1000.(a-b)/VmÉu

X: Hµm lîng chÊt r¾n l¬ löng trong níc, mg/l

a: Khèi lîng giÊy läc tríc khi läc, tÝnh b»ng mg

b: Khèi lîng giÊy läc sau khi läc, tÝnh b»ng mg

V: ThÓ tÝch mÉu ®em ph©n tÝch

Hµm lîng chÊt r¾n l¬ löng trªn thùc tÕ

SS = x + SS0

Trong ®ã: SS0 = (b0 - a0)/VmÉu

a0: Khèi lîng giÊy läc tríc khi läc mÉu tr¾ng, tÝnh b»ng mg

b0: Khèi lîng giÊy läc sau khi läc mÉu tr¾ng, tÝnh b»ng mg.

2.2.4.6. Xác định tổng nitơ Kjeldahl

Nitơ Ken-dan: là hàm lượng nitơ hữu cơ và nitơ amoniac trong mẫu được xác

định sau khi vô cơ hoá.



Nó không bao gồm nitơ nitrat và nitrit và không nhất thiết bao gồm nitơ liên kết

với các hợp chất hữu cơ.

Nguyên tắc

Vô cơ hoá mẫu để tạo amoni sunfat. Từ đó amoniac được giải phóng, được cất

và tiếp theo là chuẩn độ.

Chuyển các hợp chất nitơ trong mẫu thử thành amoni sunfat bằng cách vô cơ hoá với

axit sunfuric có chứa lượng lớn kali sunfat để tăng điểm sôi của hỗn hợp và có selen

làm xúc tác1).

Giải phóng amoniac từ amoni sunfat bằng cách thêm kiềm và chưng cất vào

dung dịch axit boric / chỉ thị.

Xác định amoni trong phần cất bằng cách chuẩn độ với axit chuẩn. Cũng có thể

xác định ion amoni bằng trắc quang ở 655nm.

Thuốc thử

Trong phân tích chỉ dùng các thuốc thử tinh khiết phân tích và nước không chứa

amoni.

- Axit clohidric, d = 1,18g/ml

- Natri hidroxit, khoảng 500g/l

- Axit clohidric, dung dịch tiêu chuẩn 0,02mol/l

Pha chế dung dịch này bằng cách pha loãng axit clohidric (dung dịch tiêu chuẩn

0,02mol/l) và định chuẩn bằng phương pháp thông thường.

Có thể dùng dung dịch chuẩn có bảo đảm trên thị trường.

- Dung dịch axit boric/ chỉ thị

Hoà tan 0,5 0,1 metyl đỏ vào khoảng 800ml nước rồi pha loãng thành 1 lít

trong ống đong.

Hoà tan 1,5 0,1g xanh metylen vào khoảng 800ml nước rồipha loãng thành 1

lít trong ống đong.



Hoà tan 20 1g axit boric (H3BO3) trong nước ấm. Để nguội đến nhiệt độ

phòng. Thêm 10 0,5ml dung dịch metyl đỏ và 2,0 0,1ml xanh metylen

(5.7.2) rồi pha loãng thành 1 lít trong ống đong.

- Hỗn hợp xúc tác

Cảnh báo - Hỗn hợp này độc. Tránh hít thở phải bụi hỗn hợp khi chuẩn bị hoặc khi sử

dụng. Tất cả phần cặn chứa selen cần thu góp để thu hồi selen hoặc thải bỏ có giám

sát.

Trộn kĩ 1000 20g kali sunfat với 10,0 0,2 selen bột thô.

- Đá bọt

Thiết bị, dụng cụ

Mọi dụng cụ thông thường trong phòng thí nghiệm và các thiết bị, dụng cụ sau:

Bình Ken-đan, được thiết kế đặc biệt, có dung tích đủ cho phần mẫu thử

nhưng không quá 500ml.

Chúng phải có cấu tạo thích hợp để nối trực tiếp vào máy chưng cất.

Máy chưng cất, có cổ nhám gắn ống mao quản và một ống sinh hàn thẳng

đứng với đầu ra nhúng ngập vào dung dịch hấp thụ. Nếu bình Ken-dan không

nối trực tiếp được vào máy cất thì nhất thiết phải tách riêng bình cất.

Lấy mẫu và bảo quản mẫu

Lấy mẫu thí nghiệm vào bình polyetylen hoặc bình thuỷ tinh. Mẫu lấy xong cần

phân tích càng sớm càng tốt, nếu lưu giữ cần để 2 - 5OC cho đến khi phân tích. Axit

hoá mẫu đến pH < 2 giúp cho lưu giữ mẫu tốt, nhưng phải hết sức tránh để mẫu đã axit

hoá hấp thụ amoniac từ không khí.

Cách tiến hành

Phần mẫu thử

Nếu biết sơ bộ hàm lượng nitơ của mẫu, chọn thể tích phần mẫu theo bảng .

Bảng chọn thể tích mẫu

Nồng độ nitơ Ken-dan CN, mg/l Thể tích phân mẫu thử(*), ml



Cho đến 10 250

10 - 20 100

20 - 50 50

50 - 100 25

(*) Khi dùng dung dịch chuẩn axit clohidric 0,02mol/l để chuẩn độ.

Cảnh báo - Trong khi vô cơ hoá mẫu, các khí độc như SO2, H2S và/hoặc HCN có thể

sinh ra từ các mẫu ô nhiễm. Do đó cần phải tiến hành vô cơ hoá trong tủ hút.

Lấy phần mẫu thử cho vào một bình Kendan (dùng ống đong), thêm 10ml axit

sunfuric, 5,0 0,5g hỗn hợp xúc tác. Thêm vài hạt đá bọt và đun mạnh dung dịch

trong bình cho sôi nhanh. Phải tiến hành giai đoạn này trong tủ hút thích hợp. Sau khi

nước bay hơi hết, khói trắng bắt đầu bốc lên.

Sau khi hết khói trắng, dung dịch trong bình trở nên trong suốt, không mầu hoặc

vàng nhạt thì tiếp tục đun thêm 60 phút.

Sau vô cơ hoá, để bình nguội đến nhiệt độ phòng. Trong khi đó lấy 50 5ml

dung dịch axit boric/chỉ thị vào bình hứng của máy chưng cất. Cần lưu ý để sao cho

đầu mút của ống dẫn ra từ sinh hàn phải nhúng ngập vào dung dịch.

Thêm cẩn thận 250 50ml nước cất không chứa N vào bình vô cơ hoá cùng vài

hạt đá bọt. Sau đó dùng ống đong thêm 50ml dung dịch natri hidroxit (500g/l) và lắp

ngay bình vào máy chưng cất.

Đun nóng bình cất sao cho tốc độ chảy vào bình hứng khoảng 10 ml/phút. Dừng

cắt khi đã thu được khoảng 200ml ở bình hứng. Chuẩn độ phần hứng được đến mầu

xanh tím bằng axit clohidric 0,02mol/l và ghi thể tích axit tiêu thụ.

Thể hiện kết quả

Nồng độ nitơ Ken dan, CN, tính bằng mg/l, được biểu diễn bằng công thức



Trong đó:

: là thể tích của phần mẫu thử , ml;

: là thể tích của axit clohidric tiêu chuẩn dùng để chuẩn độ mẫu, ml;

: là thể tích của axit clohidric tiêu chuẩn dùng để chuẩn độ mẫu trắng, ml;

C: là nồng độ chính xác của axit clohidric tiêu chuẩn dùng để chuẩn độ, mol/l;

14,01: là khối lượng nguyên tử của nitơ.

2.2.4.7. Xác định amoni (NH4+-N)

Nguyên tắc của phép thử:

Amoniac trong môi trường kiềm phản ứng với thuốc thử Nessler (K2HgI4) tạo

phức mầu vàng hay nâu sẫm phụ thuộc hàm lương amoniac có trong nước

Hóa chất:

Nước cất không có Amoniac: có thể dùng nước cất deion, nếu không có máy cất

nước deion thì dùng nước cất 1 lần thêm 1 giọt Brom, để yên 12 giờ và cất lại hai lần.

Dung dịch NaOH 6N: hòa tan 240g NaOH trong 1l nước.

Dung dịch ZnSO4 5%: hòa tan 5g ZnSO4 trong 100ml nước.

Dung dịch muối Natri Kalitartrat (KNaC4H4O6) 50%: Hòa tan 50g muối trong

100ml nước cất, dung dịch này để lâu sẽ có cặn nên phải thường xuyên kiểm tra.

Dung dịch amoniac chuẩn 1ml = 1mg NH3: Hòa tan 3,1303g amoni clorid đã

sấy khô ở 100ºC trong 1giờ trong bình định mức 1l với 1 lượng nước cất nhỏ cho tan

hết, sau đó cho đủ nước cất đến 1l.

Dung dịch amoniac làm việc 1ml = 100µg NH3: pha loãng dung dịch chuẩn 10

lần.

Các bước tiến hành phân tích mẫu:

Lập đường chuẩn:

Chuẩn bị dung dịch chuẩn NH3 làm việc (0,1mg/ml) và một dãy bình định mức

25 ml và cho lần lượt các dung dịch theo thứ tự sau:

TT B1 B2 B3 B4 B5 B6



DD làm việc 1ml = 0,1mg

0 0,1 0,3 0,5 1 3

Nước cất 25 24,9 24,7 24,5 24 21

DD Kali Natritartrat 0,5 0,5 0,5 0,5 0,5 0,5

Thuốc thử Nessler 2 giọt 2 giọt 2 giọt 2 giọt 2 giọt 2 giọt

mg NH4+/25ml 0 0,01 0,025 0,05 0,1 0,25

Nồng độ NH4+ mg/l 0 0,4 1 2 4 10

Lắc đều, sau 10 phút so màu ở bước sóng 385nm

Định lượng:

Lấy 100ml mẫu, thêm 1ml Kẽm sulfat 5%, 0,5ml NaOH 6N, lắc đều, để yên 5 –

10 phút, li tâm hoặc lọc mẫu để lấy phần nước trong.

Lấy V(ml) mẫu vào bình định mức 25ml (tùy vào phần phân tích định tính màu

của phức càng đậm thì lượng mẫu cho vào càng ít) rồi lên định mức đên 25ml, thêm

0,5ml Kali Natritartrat, thêm 2 giọt thuốc thử Nessler, lắc đều, sau 10 phút đem so màu

trên máy UV- VIS ở bước sóng 385nm.

Tính kết quả:

Dựa vào đồ thị đường chuẩn, tính ra hàm lượng NH4+ có trong V(ml) mẫu lấy

phân tích, tính nồng độ NH4+- N như sau:

[NH4+- N] = (mg/l)

Trong đó: a là hàm lượng amoniac (µg)

V là thể tích mẫu phân tích (ml)

14. là khối lượng của N

18. là khối lượng của NH4+



CHƯƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN

3.1. Tuyển chọn vi khuẩn nitrat hoá

Các chủng vi sinh vật để tạo chế phẩm xử lý nước thải sinh hoạt có hoạt tính

nitrat hoá được phân lập từ các mẫu nước thải và bùn hoạt tính trên môi trường

Winogradsky I và II cải tiến. Kết quả đã phân lập được 31 chủng vi khuẩn có khả năng

phát triển được trên môi trường Winogradsky I và II trong đó có 17 chủng vi khuẩn

oxy hoá amoni (NS) và 14 chủng vi khuẩn oxy hoá nitrit (NB).

Tất cả các chủng này được nuôi cấy trong môi trường Winogradsky I và II lỏng

trong điều kiện nhiệt độ 30oC, thời gian 72h. Dịch môi trường sau khi nuôi cấy một

phần đem đo OD620nm, một phần pha loãng sau đó cấy truyền lên đĩa thạch để xác định

mật độ tế bào, một phần đem ly tâm 9000 vòng/phút/15phút. Lấy dịch môi trường để



xác định hoạt tính chủng. Sau khi xác định hoạt tính chủng, chúng tôi đã tuyển chọn

được 6 chủng vi khuẩn nitrat hoá có khả năng ứng dụng trong thực tiễn là NB3, NB5,

NS1, NS7, NS12, NS15. Những chủng vi khuẩn này dùng nghiên cứu cho những thí

nghiệm tiếp theo.

Hình 3.1: Hình ảnh khuẩn lạc của chủng vi khuẩn phân lập

3.2. Hoạt tính của các chủng vi khuẩn nitrat được tuyển chọn.

3.2.1. Hoạt tính nitrit hoá.

Để xác định hoạt tính oxy hoá amon, các chủng vi khuẩn phân lập ở trên được

nuôi trong môi trường lỏng Winogradsky I chứa 424 mg/l N-NH4+. Các bình được nuôi

lắc với tốc độ 150 vòng/phút, nhiệt độ 30oC/72h. Song song chúng tôi làm thí nghiệm

với mẫu trắng không chứa vi sinh vật làm đối chứng. Hoạt tính của các vi khuẩn nitrit

hoá được xác định bằng hàm lượng N-NH4+

mất đi hoặc N-NO2- sinh ra trong môi

trường nuôi cấy. Hoạt tính của một số chủng vi khuẩn oxy hoá amon được trình bày ở

hình 3.2 .


NS7 NS1 NB3


0

2

4

6

8

10

12

MT

NS1NS2

NS3NS4

NS5NS6

NS7NS8

NS9NS10

NS11NS12

NS13NS14

NS15NS16

NS17

chủng vi khuẩn

Nồ

ng

độ

N-N

O2

sin

h r

a (m

g/l

)

Hình 3.2 . Khả năng khử amon của các chủng vi khuẩn phân lập.

Hình 3.2. cho thấy 4 trên 17 chủng vi khuẩn nghiên cứu có khả năng oxy hoá

amon tạo nitrit mạnh hơn cả, đó là chủng NS1, NS7, NS12 và NS15, lượng N-NO2-

sinh ra dao động trong khoảng 8,90 – 9,75 mg/l N-NO2-, còn các chủng khác cũng có

hoạt tính oxy hóa amon nhưng hoạt tính không cao từ 4,00 đến 5,93 mg/l N-NO2-. Do

vậy chúng tôi lựa chọn 4 chủng có hoạt tính mạnh hơn để phục vụ cho những nghiên

cứu tiếp theo.

3.2.2. Hoạt tính nitrat hoá

Để xác định khả năng khử nitrit, các chủng vi khuẩn được nuôi trong môi

trường lỏng Winogradsky II chứa 203mg/l N-NO2-. Các bình nuôi lắc ở nhiệt độ 300C

với tốc độ 150 vòng/phút/72h. Song song chúng tôi làm thí nghiệm với mẫu trắng

không chứa vi sinh vật làm đối chứng. Hoạt tính của các chủng vi khuẩn nitrat hoá

được xác định bằng hàm lượng N-NO2- mất đi hoặc N-NO3

- sinh ra trong môi trường

nuôi cấy. Hoạt tính của các chủng vi khuẩn oxy hoá nitrit được trình bày ở hình 3.3.



020

4060

80100120

140160

180200

MT

NB1NB2

NB3NB4

NB5NB6

NB7NB8

NB9NB10

NB11NB12

NB13NB14

Chủng vi khuẩn

Nồ

ng

độ

N-N

O3

sin

h r

a (m

g/l

)

Hình 3.3. Hoạt tính của các chủng vi khuẩn oxy hoá nitrit

Từ kết quả trên hình 3.3 cho thấy các chủng vi khuẩn phân lập được đều có khả

năng oxy hoá nitrit, 2 trên 14 chủng đó là các chủng NB3 và NB5 có khả năng oxy hóa

nitrit cao. Các chủng này đã tạo ra lượng N-NO3- trong môi trường 172,13 đến 179,76

mg/l. Trong số các chủng vi khuẩn phân lập được có 2 chủng NB2 và NB11 có khả

năng chuyển hóa nitrit kém. Do đó, chúng tôi lựa chọn 2 chủng có hoạt tính oxy hoá

nitrit cao là NB3 và NB5 để thực hiện cho các thí nghiệm tiếp theo.



3.3. Nghiên cứu một số yếu tố môi trường ảnh hưởng đến sự sinh trưởng, phát

triển và hoạt tính của vi khuẩn nitrat hoá

Trong quá trình khử nitơ liên kết trong nước có sự tham gia của cả hai nhóm vi

khuẩn nitrit hoá và nitrat hoá. Hai nhóm này được gọi chung là nhóm vi khuẩn nitrat

hoá. Để có cơ sở xây dựng quy trình kỹ thuật khử nitơ liên kết có hiệu quả, cần nghiên

cứu ảnh hưởng của một số yếu tố môi trường lên sự phát triển và hoạt tính nitrat hóa

của các chủng vi khuẩn tuyển chọn.

3.3.1. Ảnh hưởng của nhiệt độ sự sinh trưởng và hoạt tính của vi khuẩn

Nhiệt độ là yếu tố có tác động đến các quá trình sinh hóa trong quá trình sinh

trưởng và phát triển của vi khuẩn. Tùy từng loại vi khuẩn mà nhiệt độ có ảnh hưởng

khác nhau. Để tìm ra nhiệt độ thích hợp cho quá trình sinh trưởng, phát triển và hoạt

tính của các chủng tuyển chọn chúng tôi tiến hành nuôi cấy các chủng NS1, NS7,

NS12, NS15 trên môi trường lỏng Winogradsky I chứa 424mg/l N-NH4 và các chủng

NB3, NB5 trên môi trường lỏng Winogradsky II chứa 203mg/l N-NO2 ở các nhiệt độ

20, 25, 30, 35, 400C, nuôi lắc 150 vòng/phút. Sau 72h, xác định khả năng sinh trưởng

bằng phương pháp đếm khuẩn lạc, dịch sau khi ly tâm 9000vòng/phút/15phút dùng để

xác định hoạt tính nitrat hoá.

Bảng 3.1. Ảnh hưởng của nhiệt độ đến sự sinh trưởng và hoạt tính của vi khuẩn

Chủng

Nhiệt độ

( 0C)

Kết quả khảo sát

CFU/ml(x 106) NO2-N (mg/l) NO3-N (mg/l)

NS1

20

1,2 2,53 -

NS7 1,4 3,13 -

NS12 1,7 3,55 -

NS15 1,5 2,92 -



NB3 2,2 - 57,21

NB5 1,9 - 49,56

NS1

25

5,3 6,71 -

NS7 5,4 5,96 -

NS12 5,8 6,88 -

NS15 5,5 6,19 -

NB3 6,1 - 135,70

NB5 6,0 - 122,93

NS1

30

8,2 8,73 -

NS7 8,7 8,24 -

NS12 8,8 9,12 -

NS15 8,2 7,96 -

NB3 9,6 - 152,43

NB5 8,9 - 158,74

NS1

35

7,7 7,90 -

NS7 7,9 8,13 -

NS12 8,2 8,95 -

NS15 7,8 7,27 -

NB3 8,4 - 145,94

NB5 7,9 - 149,22

NS1

40

6,3 4,58

NS7 6,8 4,16

NS12 7,2 5,24

NS15 6,9 4,79

NB3 7,1 - 97,92

NB5 6,5 - 101,60



0

2

4

6

8

10

12

20 25 30 35 40

Nhiệt độ

Mật

độ

tế

bào

(x1

0 C

FU

/ml)

NS1

NS7

NS12

NS15

NB3

NB5

Hình 3.4. Ảnh hưởng của nhiệt độ lên tốc độ sinh trưởng của vi khuẩn.

Qua hình 3.4. cho thấy nhiệt độ có ảnh hưởng rất lớn tới sinh trưởng của các

chủng vi khuẩn nitrat hoá được nghiên cứu. Ở nhiệt độ 200C đến 400C, tất cả các chủng

vi khuẩn trên phát triển rất kém, thể hiện ở mật độ tế bào không cao, chứng tỏ khả năng

sinh trưởng của các chủng này thấp. Trong khoảng 30oC đến 35oC vi khuẩn phát triển

tối ưu. Qua bảng 3.1. thấy nhiệt độ cũng ảnh hưởng đến hoạt tính oxy hoá amon và

nitrit của các chủng vi khuẩn nghiên cứu. Ở 30 oC đến 35 oC hoạt lực của các chủng này

cũng tốt nhất. Như vậy, sự phát triển của vi khuẩn tỉ lệ thuận với hoạt tính của chúng

trong dải nhiệt độ tối ưu. Với điều kiện biên độ nhiệt của nước thải sinh hoạt và nhiệt

độ môi trường xung quanh thì các chủng nghiên cứu hoàn toàn có khả năng áp dụng

trong thực tế.

3.3.2. Ảnh hưởng của pH sự sinh trưởng và hoạt tính của vi khuẩn

pH là yếu tố môi trường có tính chất quan trọng giống như nhiệt độ. pH quá

thấp hay quá cao cũng đều ảnh hưởng đến sự sinh trưởng và phát triển của vi khuẩn.

Để nghiên cứu ảnh hưởng của pH đến sự sinh trưởng của các chủng vi khuẩn

nitrat hoá, tiến hành nuôi trong các bình tam giác 250ml chứa 100ml môi trường

Winogradsky I và II được điều chỉnh pH từ 6 đến 10. Giá trị của pH được điều chỉnh



bằng HCl 1N hoặc NaOH 1N. Sau 72h, khả năng sinh trưởng và hoạt tính của các

chủng vi khuẩn nitrat hoá ở các pH khác nhau được trình bày ở bảng 3.2.

Bảng 3.2. Ảnh hưởng của pH sự sinh trưởng và hoạt tính của vi khuẩn

Chủng pHKết quả khảo sát

CFU/ml (x 106) NO2-N (mg/l) NO3-N (mg/l)

NS1

6,0

3,2 2,03 -

NS7 3,5 1,67 -

NS12 2,1 2,69 -

NS15 2,9 1,94 -

NB3 4,7 - 78,49

NB5 3,3 - 71,32

NS1

7,0

6,7 6,43 -

NS7 5,2 5,97 -

NS12 5,9 6,71 -

NS15 6,3 5,48 -

NB3 6,0 - 118,44

NB5 5,8 - 109,73

NS1

8,0

8,3 8,73 -

NS7 8,1 8,24 -

NS12 8,8 9,12 -

NS15 8,2 7,96 -

NB3 9,2 - 143,95

NB5 8,0 - 140,36

NS1 9,0 7,7 7,23 -

NS7 6,9 7,96 -



NS12 7,2 8,41 -

NS15 7,8 7,63 -

NB3 7,4 - 138,27

NB5 7,9 - 131,00

NS1

10,0

2,5 2,43

NS7 2,7 1,05

NS12 2,4 1,96

NS15 2,0 2,01

NB3 2,3 - 45,22

NB5 1,6 - 39,06

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

pH 6 pH 7 pH 8 pH 9 pH 10

Mật

độ

tế

bào

(x1

0 C

FU

/ml)

NS1

NS7

NS12

NS15

NB3

NB5

Hình 3.5. Ảnh hưởng của pH lên tốc độ sinh trưởng của vi khuẩn

Từ hình 3.5. và bảng kết quả 3.2. cho thấy ở điều kiện pH thấp (pH 6) hay cao

(pH 10) hoạt tính của chủng phân lập được là rất thấp. Ở điều kiện pH ~ 8, sự phát

triển của các chủng vi khuẩn là rất tốt về cả số lượng tế bào cũng như về hoạt tính,

3.3.3. Xác định đặc điểm sinh trưởng và hoạt tính của các chủng vi khuẩn trong

môi trường dịch thể theo thời gian.



Các chủng vi khuẩn nitrit hoá được nuôi trong môi trường lỏng Winogradsky I

chứa 424 mg/l N-NH4+ , pH môi trường 8,0-8,3. Các bình nuôi lắc ở nhiệt độ 30oC ± 2

với tốc độ 150 vòng/phút. Cứ sau 24 giờ lấy mẫu một lần, kiểm tra mật độ tế bào bằng

phương pháp pha loãng, cấy trên thạch đĩa, sau đó đếm số lượng khuẩn lạc và hoạt tính

chuyển hoá N-NH4+ của các chủng này. Hoạt tính nitrit hoá được xác định theo hàm

lượng N-NH4+ mất đi hoặc N-NO2

- sinh ra trong môi trường.

Tương tự đối với các chủng vi khuẩn nitrat hoá. Các chủng này được nuôi trong

môi trường lỏng Winogradsky II chứa 203mg/l N-NO2-. Hoạt tính nitrat hoá được xác

định theo hàm lượng N-NO2- mất đi hoặc N-NO3

- sinh ra theo thời gian. Sự tích luỹ

sinh khối của vi khuẩn theo thời gian được trình bày ở bảng 3.3. Khả năng oxy hoá

amon và nitrit cũng đã được xác định theo thời gian được trình bày trên bảng 3.4.

Bảng 3.3. Sự sinh trưởng của vi khuẩn theo thời gian (đơn vị CFU/ml)

Giờ NS1 NS7 NS12 NS15 NB3 NB5

24 2,1x105 2,2x105 3,3x105 2,5x105 1,9x106 2,7x105

48 9,3x105 1,2x106 7,1x106 3,5x106 6,3x106 5,5x106

72 8,1x106 8,1x106 8,8x106 7,4x106 8,5x106 7,6x106

96 7,2x107 9,1x107 4,5x108 9,3x107 8,8x107 8,7x107

120 1,4x108 3,1x108 5,6x108 3,2x108 3,4x108 4,1x108

144 6,7x108 5,9x108 9,3x108 5,5x108 8,5x108 9,8x108

168 4,3x108 1,2x109 3,1x107 6,7x107 1,1x109 1,5x107

192 3,2x108 2,4x108 4,3x106 2,1x106 3,5x107 4,3x106

Từ bảng 3.3. thấy rằng, cả vi khuẩn oxy hoá amon và nitrit đều đạt sinh khối

cực đại vào các thời điểm 144h và 168h, sau đó sinh khối của chúng giảm nhanh hay



chậm tùy vào từng chủng. Ta cũng thấy sự phát triển sinh khối tế bào giữa các chủng

gần giống nhau, mức độ tăng sinh tế bào trong môi trường nuôi cấy đều nhau.

Đồng thời theo giõi sự tăng sinh tế bào chúng tôi cũng theo giõi quá trình nitrit

và nitrat hóa của các chủng trong 192h.

Bảng 3.4. Hoạt tính của các chủng vi khuẩn theo thời gian

Thời

gian

(giờ)

Hoạt tính nitrit hoá Hoạt tính nitrat hoá

NS1 NS7 NS12 NS15 NB3 NB5

N-NO2

(mg/l)

N-NO2

(mg/l)

N-NO2

(mg/l)

N-NO2

(mg/l)

N-NO3

(mg/l)

N-NO3

(mg/l)

24 3,56 2,56 3,17 2,97 53,30 45,29

48 6,72 5,73 6,03 5,55 79,62 69,22

72 7,91 8,36 8,32 7,63 137,26 128,76

96 9,23 9,53 10,23 9,24 142,55 133,55

120 10,56 11,72 12,57 10,94 157,47 147,87

144 12,78 13,13 13,83 12,34 169,59 164,38

168 12,87 14,86 13,99 12,45 189,24 167,47

192 13,03 14,97 14,03 12,82 190,05 169,35

Từ 2 bảng kết quả trên cho thấy, các chủng vi khuẩn nitrat hoá sau 192h (8

ngày) nuôi cấy, mật độ tế bào đều tăng dần và đạt mật độ cao nhất vào ngày thứ 6 và

thứ 7 (tuỳ thuộc vào chủng), sau đó thì thấy mật độ tế bào giảm dần. Cùng với sự tăng

sinh của tế bào vi sinh vật thì hàm lượng N-NO2- và N-NO3

- cũng bắt đầu tăng dần. Các

ngày sau đó lượng N-NO2- và N-NO3

- vẫn tiếp tục tăng, nhưng sự sai khác giữa các

ngày thứ 7 và 8 không đáng kể.


A


Như vậy ta có thể lựa chọn thời gian sinh trưởng và tạo hoạt tính tối ưu của các

chủng là sau 7 ngày nuôi cấy để áp dụng vào thực tế trong quá trình xử lý nước thải đạt

hiệu suất cao nhất.

Như đã nói ở trên, vi khuẩn đóng vai trò quan trọng hàng đầu trong các bể xử lý

nước thải. Do đó trong các bể này chúng ta phải duy trì một mật độ vi khuẩn cao tương

thích với lưu lượng các chất ô nhiễm đưa vào bể. Điều này có thể thực hiện thông qua

quá trình thiết kế và vận hành. Trong quá trình thiết kế chúng ta phải tính toán chính

xác thời gian tồn lưu của vi khuẩn trong bể xử lý và thời gian này phải đủ lớn để các vi

khuẩn có thể sinh sản được. Trong quá trình vận hành, các điều kiện cần thiết cho quá

trình tăng trưởng của vi khuẩn (pH, chất dinh dưỡng, nhiệt độ, khuấy trộn...) phải được

điều chỉnh ở mức thuận lợi nhất cho vi khuẩn.



Trong nghiên cứu này, chúng tôi đã tối ưu được một số thông số môi trường cần

thiết cho quá trình tăng trưởng của vi khuẩn nitrat hoá (pH = 8 – 8,3; nhiệt độ 30oC,

thời gian sinh trưởng tối ưu 6-7 ngày), Như vậy trong quá trình thiết kế chúng ta phải

tính toán chính xác thời gian tồn lưu của vi khuẩn trong bể xử lý và các điều kiện tối

ưu để các vi khuẩn có thể sinh sản được và cho hoạt tính tốt nhất,

3.3.4. Khảo sát khả năng sinh trưởng, phát triển và hoạt tính chủng trên môi

trường nuôi cấy có bổ sung thêm nguồn dinh dưỡng.

Cao nấm men là nguồn dinh dưỡng rất phong phú vì chúng chứa các vitamin

nhóm B cũng như nguồn nitơ và cacbon nên là nguồn dinh dưỡng khá tốt cho vi sinh

vật sinh trưởng và phát triển. Chính vì vậy mà tôi đã lựa chọn bổ sung cao nấm men

vào môi trường nuôi cấy để tăng sinh tế bào vi khuẩn.

Các chủng vi khuẩn nitrit hoá được nuôi trong môi trường lỏng Winogradsky I

chứa 424mg/l N-NH4+ pH môi trường 8,0 và môi trường trên có bổ sung 1% cao nấm

men. Các bình nuôi lắc ở nhiệt độ 30oC ± 2 với tốc độ 150 vòng/phút. Sau 144 giờ lấy

mẫu để kiểm tra mật độ tế bào và xác định hoạt tính chuyển hoá N-NH4+ của các chủng

này. Hoạt tính nitrit hoá được xác định theo hàm lượng N-NH4+ mất đi hoặc N-NO2

-

sinh ra trong môi trường nuôi cấy. Kết quả thể hiện ở bảng 3.5.

Tương tự đối với các chủng vi khuẩn nitrat hoá, các chủng này được nuôi trong

môi trường lỏng Winogradsky II chứa 203mg/l N-NO2- , pH môi trường 8,0 và môi

trường này có bổ sung 1% cao nấm men. Sau 144 giờ lấy mẫu để kiểm tra mật độ tế

bào và được xác định hoạt tính nitrat hoá theo hàm lượng N-NO2- mất đi hoặc N-NO3

-

sinh ra trong môi trường nuôi cấy. Kết quả thể hiện ở bảng 3.6.

Bảng 3.5. Khả năng sinh trưởng và hoạt tính chủng vi khuẩn nitrit hóa

Chủng vi

khuẩn

Môi trường Winogradsky I Môi trường Winogradsky I bổ

sung 1% Cao nấm men

CFU/ml (x 108) NO2-N (mg/l) CFU/m (x 109) NO2

-N (mg/l)



NS1 5,9 11,71 1,3 17,37

NS7 5,1 12,53 1,5 18,62

NS12 8,7 12,52 1,9 18,87

NS15 4,5 11,97 2,7 18,42

Bảng 3.6. Khả năng sinh trưởng và hoạt tính chủng vi khuẩn nitrat hóa

Chủng vi

khuẩn

Môi trường Winogradsky II Môi trường Winogradsky II bổ sung

1% Cao nấm men

CFU/ml (x 108) NO3-N (mg/l) CFU/ml (x 109) NO3

-N (mg/l)

NB3 7,4 157,43 2,1 172,28

NB5 8,5 163,20 2,9 179,67

Từ hai bảng kết quả cho thấy: với môi trường có bổ sung thêm 1% cao nấm men

thì cả hai chủng vi khuẩn nitrit và nitrat hóa có khả năng sinh trưởng khá mạnh và kèm

theo hoạt tính cũng cao hơn so với môi trường không bổ sung cao nấm men. Như vậy,

trong quá trình nuôi cấy để tạo chế phẩm sinh học sau này, chúng ta cần bổ sung thêm

cao nấm men để tăng số lượng tế bào.

3.3.5. Thử khả năng đối kháng của vi khuẩn

Chúng tôi đã tiến hành thử khả năng đối kháng của vi khuẩn thì thấy rằng các vi

khuẩn nghiên cứu không có tính đối kháng nhau. Thể hiện ở điểm cấy tiếp xúc giữa

chủng này với các chủng khác vết cấy vẫn mọc bình thường thì ta kết luận chúng

không có khả năng đối kháng nhau.

3.3.6. Thử nghiệm lên men sản xuất chế phẩm vi sinh vật

Sau khi đã tuyển chọn chủng và xác định một số yếu tố ảnh hưởng đến khả năng

sinh trưởng, phát triển và hoạt tính chủng, chúng tôi đã tiến hành nuôi cấy để nhân

giống tạo chế phẩm. Môi trường lên men của chủng vi khuẩn có hoạt tính nitrit hóa là

môi trường Winogradsky I có bổ sung 1% cao nấm men và môi trường lên men chủng



vi khuẩn có hoạt tính nitrat hóa là môi trường Winogradsky II có bổ sung 1% cao nấm

men. Các chủng có cùng hoạt tính được cấy chung cùng môi trường lên men. Các bình

nuôi lắc ở nhiệt độ 30oC ± 2 với tốc độ 150 vòng/phút. Sau thời gian 7 ngày lên men

chúng tôi đã xác định được tổng số vi khuẩn nitrit hóa là 2,2.109 CFU/ml và tổng số vi

khuẩn nitrat hóa là 2,8.109 CFU/ml. Chúng tôi tiến hành ly tâm thu sinh khối các

chủng và trộn với chất mang là cao lanh sao cho mật độ tế bào trong chế phẩm đạt

khoảng 1,2.1010 CFU/g. Chế phẩm được bảo quản trong túi nilon vô trùng, hút chân

không và giữ ở nhiệt độ lạnh 2-6oC. Chúng tôi lựa chọn chất mang là cao lanh vì chất

mang này rẻ tiền, dễ kiếm, không độc hại, không gây ô nhiễm nguồn nước và theo

nhiều tài liệu thì thấy rằng các vi sinh vật được trộn với chất mang là cao lanh thì có

khả năng sống sót cao và giữ được hoạt tính.

3.4. Ứng dụng chế phẩm sinh học để xử lý ô nhiễm nước thải sinh hoạt

Để phục vụ cho nghiên cứu này, chúng tôi lấy nước thải tại điểm nước thải của

nhà ăn A15 ĐHBK Hà Nội đổ vào đường ống dẫn nước thải của thành phố để nghiên

cứu hiệu quả xử lý của chế phẩm sinh học vì nguồn nước này có nồng độ ô nhiễm cao.

3.4.1. Khảo sát các yếu tố ảnh hưởng đến hoạt động của công trình xử lý nước

thải hiếu khí khi chưa bổ sung chế phẩm sinh học (hoạt động gián đoạn)

Với nguồn nước thải đầu vào, ta cần phải xác định mức độ ô nhiễm.

Bảng 3.7. : Thành phần tính chất nước thải sinh hoạt đô thị

Ngày lấy mẫu (18/7/2010)

Chỉ tiêu Phương pháp phân tích Đơn vị Kết quả

pH pH metter - 7,0

Nhiệt độ Đo nhanh 0C 28oC

COD PP chuẩn độ mg/l 427

BOD5 Oxitop mg/l 280

SS PP khối lượng mg/l 269



Tổng P PP so màu mg/l 4,42

Tổng N PP Kjeldahl mg/l 56,6

N-NH4+ PP so màu mg/l 19,3

N-NO2- PP so màu mg/l 0,095

N-NO3- PP so màu mg/l 0,074

Coliform PP lên men nhiều ống MPN/100ml 23.106

Nguồn: Viện Khoa học và Công nghệ Môi trường – ĐHBKNH

3.4.1.1. Các yếu tố dinh dưỡng và vi lượng

Để có phản ứng sinh hóa, nước thải cần chứa hợp chất của các nguyên tố dinh

dưỡng và vi lượng. Đó là các nguyên tố N, S, K, Mg, Ca, Na, Cl, Fe, Mn, Mo, Ni, Co,

Zn, Cu... trong đó N, P và K là các nguyên tố chủ yếu, cần được đảm bảo một lượng

cần thiết trong xử lý sinh hóa. Hàm lượng của các nguyên tố khác không cần phải định

mức vì chúng có trong nước thải ở mức độ đủ cho nhu cầu của các vi sinh vật.

Đặc trưng của nước thải sinh hoạt là thường chứa nhiều tạp chất, trong đó

khoảng 52% là các chất hữu cơ, 48% lá các chất vô cơ và một số lớn vi sinh vật.

Nguồn nước thải nghiên cứu đã được xác định thành phần (bảng 3.7.). Như vậy nước

thải sinh hoạt có hàm lượng các chất dinh dưỡng khá cao, đôi khi vượt cả yêu cầu cho

quá trình xử lý sinh học. Thông thường các quá trình xử lý sinh học cần các chất dinh

dưỡng theo tỷ lệ sau: BOD5 : N : P = 100 : 5 : 1. Một tính chất đặc trưng nữa của nước

thải sinh hoạt là không phải tất cả các chất hữu cơ đều có thể bị phân hủy bởi các vi

sinh vật và 20-40% BOD thoát ra khỏi các quá trình xử lý sinh học cùng với bùn [11].

Như vậy nước thải sinh hoạt đô thị ở đây không phải bổ sung nguồn dinh dưỡng vào

hệ thống xử lý.

3.4.1.2. Thời gian lưu của nước thải trong bể phản ứng



Đầu tiên chúng tôi đã hoạt hóa bùn hoạt tính và xác định MLSS của bùn khoảng

10000mg/l. Với nguồn nước thải đầu vào có chỉ số BOD5 là 280 mg/l thì cần phải bổ

sung lượng bùn hoạt tính sao cho tỷ lệ F/M đạt được hiệu quả xử lý.

Thể tích nước thải trong bể aroten là 40(l), bổ sung thêm 5(l) hỗn hợp lỏng bùn

hoạt tính có MLSS 10000mg/l, khi đó tỷ lệ F/M đạt ~ 0,25 (kgBOD5/kg bùn hoạt

tính.ngày).

Nguồn cung cấp oxy được cấp từ máy thổi khí và nồng độ oxy hòa tan được xác

định bằng máy đo DO, giá trị DO được duy trì khoảng 4,0 ~ 6,3 mg/l.

Hình 3.6. Hệ thống aroten tại PTN R&D – INEST

Thí nghiệm được duy trì trong thời gian 8h, cứ 2h lấy mẫu và lọc qua giấy lọc

kích thước lỗ 47µm rồi phân tích một số thông số BOD, COD, N, NH4+, NO2

-, NO3-.

Kết quả thể hiện trong hình 3.7.



0

50

100

150

200

250

300

350

400

0 giờ 2 giờ 4 giờ 6 giờ 8 giờ

Thời gian (h)

hàm

lư

ợn

g (

mg

/l)

COD (mg/l)

BOD5 (mg/l)

Tổng N (mg/l)

NH4+-N (mg/l)

NO2--N (mg/l)

NO3--N (mg/l)

Hình 3.7. Khả năng xử lý nước thải hiếu khí aroten (gián đoạn) theo thời gian

Kết quả nghiên cứu này cho thấy các chỉ số COD, BOD5, N, NH4+-N đều giảm

dần theo thời gian. Tại thời điểm khảo sát là 6h thì hiệu suất xử lý của COD là 86,3%;

BOD5 là 85,0%; tổng N là 57,7% và NH4+-N là 38,2% và lượng NO2

--N tạo ra 1,18

mg/l, lượng NO3--N tạo thành đạt 3,89 mg/l. Sau thời gian xử lý 6h thì các chỉ số trên

có giảm nhưng không nhiều. Các chỉ tiêu NO2--N, NO3

--N có xu hướng tăng lên. Như

vậy để lựa chọn thời gian tối ưu cho quá trình xử lý các hợp chất hữu cơ và phù hợp

với thời gian nghiên cứu thì lựa chọn thời gian 6h là phù hợp nhất cho quá trình xử lý.



0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9

pH

DO

Hình 3.8. Khảo sát DO, pH theo thời gian

Trong quá trình khảo sát theo thời gian, giá trị pH và DO luôn theo dõi thì thấy

rằng giá trị pH trong thời gian khảo sát có tăng lên nhưng không đáng kể. Điều này

cho ta thấy quá trình nitrat hóa trong quá trình xử lý xảy ra yếu. Giá trị DO ban đầu

thấp, sau thời gian sục khí thì đã tăng lên, nhưng sau đó lại giảm xuống tại thời điểm

5h, sau đó lại tăng lên. Điều này giải thích rằng quá trình DO giảm là lúc bùn hoạt tính

hoạt động mạnh nhất nên sử dụng hàm lượng oxy hòa ta cao nhất cho quá trình oxy

hóa sinh học, sau đó là quá trình thoái hóa của bùn do hàm lượng hữu cơ, tức là nguồn

dinh dưỡng giảm nên nồng độ oxy hòa tan lại tăng lên.

3.4.2. Xử lý nước thải sinh hoạt bằng phương pháp hiếu khí có bổ sung chế phẩm

sinh học

Sau khi đã nghiên cứu tìm được thời gian lưu nước thải trong quá trình xử lý

hiếu khí là 6h, chúng tôi thực hiện thí nghiệm tiếp theo trong các bình 1 lít.

3.4.2.1. Khảo sát hàm lượng bổ sung chế phẩm sinh học

Pha loãng chế phẩm và bổ sung vào bình 1 lít có chứa sẵn 800 ml nước thải sinh

hoạt đã có bùn hoạt tính (MLSS đạt 1100mg/l) sao cho mật độ tế bào vi sinh vật nghiên



cứu bổ sung vào nước thải khoảng là 102 CFU/ml; 103 CFU/ml; 104 CFU/ml; 105

CFU/ml.

Nước thải này cũng đã được xác định một số thông số sau khi lọc qua giấy lọc

kích thước lỗ 47µm. Chế độ sục khí là như nhau (một thiết bị sục khí được chia làm 4

nhánh, đảm bảo công suất như nhau), giá trị DO đo được khoảng 4 ~ 5 trong suốt quá

trình xử lý. Sau 6h xử lý, nước xử lý để lắng, lọc và xác định một số chỉ tiêu COD,

BOD5, tổng N, NH4+-N, NO2

--N, NO3--N, Kết quả xử lý sau 6h thể hiện trong biểu đồ

3.9. và 3.10.

0

50

100

150

200

250

300

350

400

Đầu vào E+2 CFU/ml E+3 CFU/ml E+4 CFU/ml E+5 CFU/ml

Mật độ tế bào

Hà

m l

ượ

ng

(m

g/l

)

COD (mg/l)

BOD5 (mg/l)

Hình 3.9. Khả năng xử lý khi bổ sung chế phẩm sinh học

0

10

20

30

40

50

60

70

80

Đầu vào E+2 CFU/ml E+3 CFU/ml E+4 CFU/ml E+5 CFU/ml

Mật độ tế bào

Hàm

lư

ợn

g (

mg

/l)

Tổng N (mg/l)

NH4+-N (mg/l)

NO2--N (mg/l)

NO3--N (mg/l)

Hình 3.10. Khả năng xử lý khi bổ sung chế phẩm sinh học



Khảo sát cho thấy rằng khi mật độ tế bào vi sinh vật bổ sung tăng dần thì có sự

chuyển dịch nồng độ NH4+, NO2

- và NO3- trong nước thải. Nồng độ NH4

+ giảm mạnh

đạt hiệu suất xử lý khá cao, còn NO2- và NO3

- tăng dần lên theo tỷ lệ mật độ tế bào bổ

sung. Ở mật độ tế bào nghiên cứu bổ sung vào nước thải là 104CFU/ml thì thấy có sự

chuyển dịch rõ ràng nhất, đạt hiệu suất xử lý COD là 87,5%; BOD 5 là 85,4%; tổng N

là 59,2%; NH4+-N là 75,0% và lượng NO2

--N tạo ra 1,897 mg/l, lượng NO3--N tạo

thành đạt 25,359 mg/l. Còn bổ sung mật độ vi sinh vật cao hơn thì sự chuyển dịch

không cao. Do đó, chúng tôi lựa chọn bổ sung chế phẩm sao cho đạt mật độ tế bào vi

sinh vật là 104CFU/ml vào nước thải để nghiên cứu các thí nghiệm tiếp theo.

3.4.2.2. Khảo sát sự ảnh hưởng của nồng độ oxy hòa tan trong quá trình xử lý

Quá trình nitrat hóa là quá trình oxy hóa sinh học hiếu khí, vì vậy oxy hòa tan là

một yếu tố ảnh hưởng lớn đến sự sinh trưởng phát triển và hoạt tính của vi khuẩn

nitrat. Theo Grady et. al. thì quá trình nitrat hóa sẽ bị ngừng trễ khi giá trị DO trong

môi trường thấp hơn 1mg/l. Mặt khác, các chi phí xử lý tập trung vào chi phí năng

lượng cho việc cấp khí. Do vậy việc xác định giá trị DO là rất cần thiết và hữu ích cho

hệ thống xử lý nước thải. Trong thí nghiệm này, chúng tôi đánh giá sự ảnh hưởng của

giá trị DO trong dải từ 1 ~ 5 mg/l. Các thông số khác được cố định như nhau trong 4

bình chứa 800 ml nước thải sinh hoạt đã có bùn hoạt tính (MLSS đạt 1100 mg/l) và

mật độ tế bào nghiên cứu bổ sung vào nước thải là 104CFU/ml. Nước thải này cũng đã

được xác định một số thông số sau khi lọc qua giấy lọc kích thước lỗ 47µm. Sau 6h xử

lý xác định một số thông số, kết quả được thể hiện trong hình 3.11.



0

50

100

150

200

250

300

350

Đầu vào DO ~ 1 mg/l DO ~ 3 mg/l DO ~ 4 mg/l DO ~ 5 mg/l

Hàm

lư

ợn

g (

mg

/l) COD (mg/l)

BOD5 (mg/l)

Tổng N (mg/l)

NH4+-N (mg/l)

NO2--N (mg/l)

NO3--N (mg/l)

Hình 3.11. Sự ảnh hưởng của nồng độ oxy hòa tan

Kết quả được thể hiện trên hình 3.10. cho ta thấy rằng giá trị DO < 3mg/l thì

hiệu suất xử lý COD, BOD5, tổng nitơ và NH4+ đạt yêu cầu không cao. DO cao thì xử

lý đạt hiệu quả cao hơn, nhưng cao hơn nữa thì hiệu quả không tăng nhiều. Do vậy, để

chi phí xử lý là thấp nhất mà vẫn đạt yêu cầu thì giá trị DO ~ 4 mg/l là tối ưu hơn cả.

Hiệu suất xử lý đạt COD là 84,1%; BOD5 là 83,3%; tổng N là 54,7%; NH4+-N là

68,8%, lượng NO2--N tạo ra 1,83 mg/l và lượng NO3

--N tạo thành đạt 27,75 mg/l.

Hình 3.12. Nước thải trước và sau khi xử lý



3.4.2.3. Khảo sát sự ảnh hưởng của pH trong quá trình xử lý

pH môi trường ảnh hưởng trực tiếp đến sự sinh trưởng của vi khuẩn nitrat hóa,

vì vậy pH quá cao sẽ dẫn đến tạo ra lượng amoni tự do lớn trong môi trường, amoni tự

do lại là một yếu tố ức chế sự sinh trưởng của vi khuẩn nitrit và nitrat hóa. Tuy nhiên,

môi trường pH lại quá thấp cũng sẽ lại làm tích lũy số lượng lớn axit nitrit tự do, đây

cũng là yếu tố ảnh hưởng đến sự sinh trưởng và hoạt tính nitrat hóa của vi khuẩn.

Ngoài ra, môi trường pH thấp, tức là nồng độ H+ cao cũng sẽ làm thay đổi trạng

thái cân bằng của phản ứng nitrit hóa.

Trong phần tối ưu hóa môi trường nuôi cấy cũng đã chỉ ra pH môi trường nuôi

cấy vi khuẩn nitrat hóa là 8 – 8,3. Như vậy, trong nghiên cứu này chúng tôi xác định sự

ảnh hưởng pH lên hoạt tính nitrat hóa của bùn hoạt tính, giá trị pH được điều chỉnh

trong khoảng pH 6,0 – 9, các thông số khác không thay đổi giống như thí nghiệm sự

ảnh hưởng nồng độ oxy hòa tan, chế độ sục khí ở cả 4 bình là như nhau sao cho giá trị

DO ~ 4 mg/l. Kết quả được hiển thị trong hình 3.13.

0

10

20

30

40

50

60

70

Đầu vào pH = 6 pH = 7 pH = 8 pH = 9

Hàm

lư

ợn

g (

mg

/l)

Tổng N (mg/l)

NH4+-N (mg/l)

NO2--N (mg/l)

NO3--N (mg/l)

Hình 3.13. Ảnh hưởng của pH đến hiệu quả xử lý


NH4+ + OH- NH3 + H2O

NH4+ + 2 O2 NO3

- + 2 H+ + H2O


Qua biểu đồ trên ta thấy ở môi trường pH thấp hơn 6 thì quá trình nitrat xảy ra

chậm bởi vì có sự thay đổi cân bằng phản ứng khi pH thấp. Tại pH = 7 - 8 thì khả năng

xử lý NH4+-N đạt hiệu suất 66,7% là tối ưu hơn cả, khi tăng pH lên cao hơn nữa thì khả

năng loại bỏ amoni giảm dần và quá trình nitrat hóa cũng giảm. Như vậy lựa chọn pH

tối ưu cho quá trình xử lý nitơ và cho quá trình nitrat hóa là pH = 7-8 là hiệu quả nhất.



CHƯƠNG 4. KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHI

1. Kết luận

Đã phân lập được 4 chủng vi khuẩn nitrit hóa NS1, NS7, NS12, NS15 và 2

chủng vi khuẩn nitrat hóa NB3, NB5.

Đã nghiên cứu một số điều kiện ảnh hưởng đến khả năng sinh trưởng và hoạt

tính của các chủng mới phân lập: nhiệt độ nuôi cấy tối ưu 30oC ; pH môi trường

tối ưu 8-8,3; thời gian sinh trưởng và hoạt tính tối ưu sau 6-7 ngày. Nghiên cứu

môi trường nuôi cấy khi bổ sung thêm 1% cao nấm men vào môi trường thì thấy

khả năng sinh trưởng và hoạt tính của vi sinh vật mạnh hơn ở môi trường không

bổ sung cao nấm men.

Thử khả năng đối kháng của 6 chủng nghiên cứu thấy không có sự đối kháng

nhau.

Đã thử nghiệm lên men và tạo chế phẩm sinh học dạng bột với chất mang là cao

lanh, điều kiện bảo quản chế phẩm ở trong túi nilon vô trùng, hút chân không và

giữ ở nhiệt độ lạnh 2-6oC.

Đã thử nghiệm ứng dụng chế phẩm sinh học trong xử lý nước thải sinh hoạt:

Trong hệ thống xử lý nước thải sinh hoạt sử dụng bùn hoạt tính thông thường thì

đã tìm ra được thời gian lưu đạt hiệu suất xử lý cao là 6 giờ. Mật độ tế bào bổ

sung vào nước thải nghiên cứu là 104 CFU/ml, chế độ cung cấp oxy hòa tan (DO

~ 4 mg/l) và pH của nước thải là 7-8 thì hiệu quả xử lý nitơ là tối ưu nhất.

2. Một số kiến nghị cần được tiếp tụ nghiên cứu

Thử nghiệm chế phẩm sinh học trên hệ thống pilot và thực tế hiện trường.

Nghiên cứu điều kiện bảo quản chế phẩm để đạt hiệu quả xử lý trong thời gian

dài và đạt hiệu suất cao.

Định danh chủng loại vi khuẩn đang nghiên cứu.



TÀI LIỆU THAM KHẢO

Tiếng Việt:

1. Kiều Hữu Ảnh, Ngô Tự Thành (1985), Vi sinh vật học của các nguồn nước,

NXB Khoa học kỹ thuật, Hà Nội.

2. Lê Văn Cát (2007), Xử lý nước thải giàu hợp chất nito và photpho, NXB Khoa

học Tự nhiên và Công nghệ, Hà Nội.

3. Trương Thanh Cảnh (2006), ”Nghiên cứu xử lý nước thải đô thị kết hợp lọc

dòng ngược USBF (The Upflow Sludge Blanket Filter)”, Tạp chí Phát triển

KH&CC, tập 9, tr.65 – 71.

4. Nguyễn Lân Dũng, Nguyễn Đăng Đức, Đặng Hồng Miên, Nguyễn Vĩnh

Phước, Nguyễn Đình Quyến, Nguyễn Phùng Tiến, Phạm Văn Ty (1976), Một

số phương pháp nghiên cứu vi sinh vật học. NXB khoa học Kỹ thuật, tập 2.

5. Nguyễn Lân Dũng, Nguyễn Đình Quyến, Phạm Văn Ty (2000), Vi sinh vật

học, Nhà xuất bản Giáo dục.

6. Nguyễn Thành Đạt (1990), Thực hành vi sinh vật học, NXB Nông nghiệp.

7. Lê Quang Huy (2006), ”Ứng dụng bể sinh học màng MBR kết hợp quá trình

khử nitrite để xử lý amonia nồng độ cao trong nước rác cũ”, Luận văn tốt

nghiệp cao học chuyên ngành Công nghệ môi trường, Đại học Bách Khoa

TPHCM.

8. Nguyễn Hoài Hương (2009), Thực hành vi sinh ứng dụng, Trường Đại học Kỹ

thuật Công nghệ TP.HCM.

9. Phạm Mai Hương (2007), “Nghiên cứu tạo chế phẩm sinh học xử lý nước

sông, hồ bị ô nhiễm”, Luận văn thạc sỹ khoa học.

10. Châu Văn Minh, Nguyễn Kiên Cường, Nguyễn Thị Phương Thảo (2005), “Ô

nhiễm nguồn nước ở Hà Nội”; http://www.cimsi.org.vn.

11. Trần Văn Nhân, Ngô Thị Nga (2005), Công nghệ xử lý nước thải, NXB Khoa

học kỹ thuật, Hà Nội.



12. Kenji Furukawa, Phạm Khắc Liệu (2008), ”Phát triển quá trình xử lý sinh học

mới loại Nitơ trong nước thải trên cơ sở phản ứng Anammox”, Tạp chí khoa

học, Đại học Huế, số 48, tr.109 – 118.

13. Quy chuẩn Việt Nam, Chất lượng nước – Nước thải sinh hoạt – Giới hạn ô

nhiễm cho phép, QCVN 14:2008/BTNMT

Tiếng Anh:

14. A. Mulder (2003), “The quest for sustainable nitrogen removal technologies”,

Wat. Sci.Technol,48(1), pp.67-75.

15. Aharon Abeliovich (1987), ”Nitrifying Bacteria in Wastewater Reservoirs”,

Appl. Environ. Microbiol. , Vol. 53, No. 4, p. 754 – 760.

16. APHA/AWWA/WEF (1992), Standard methods for the Examination of Water

and wastewater, 18th ed., Washinton, USA.

17. B. Szatkowska, E. Płaza, J. Trela, ”Partial nitrification/anammox and Canon-

nitrogen removal systems followed by conductivity measurements”,

Department of Land and Water Resources Engineering, Royal Institute of

Technology, Brinellvägen 32,S-100 44 Stockholm, Sweden .

18. C.T. Wejernaka and J. J. Gannon (1967), ”Oxygene – Nitrogen relationships

in autrophic nitrification”, Appl. Environ. Microbiol., Vol 15, No 5, p. 1211 –

1215.

19. Connie Clark, E.L,Schmidt (1966), “Growth Response of Nitrosomonas

europaeato Amino Acids”, Journal of Bacteriology , 93(4), pp. 1302-1308.

20. D.J.Kim, D.W.Seo, S.K.Lee, I.K.Yoo, D.C.Cho (2005), “Selective

nitrification in a granulated sequencing batch reactor under suppressed nitrite

oxidation condition”, Regional Symposium on Chemical Engineering, 12, pp.

43-47.

21. Grontmij Nederland BV (2007), SHARON N-removal over nitrite, Dept. Water

& Energy.



22. K. Vijaya Bhaskar, and P.B.B.N. Charyulu (2005), “Effect of environmental

factors on nitrifying bacteria isolated from the rhizosphere of Setaria italica

(L.) Beauv”, African Journal of Biotechnology, Vol. 4 (10), pp. 1145-1146.

23. K.A. Third, A. Olav Sliekers, J.G. Kuenen and M.S.M. Jetten (2004), “The

CANON System (Completely Autotrophic Nitrogen-removal Over Nitrite)

under Ammonium Limitation: Interaction and Competition between Three

Groups of Bacteria” , Systematic and Applied Microbiology, 24(4), pp.588-

596.

24. L.G.J.M. van Dongen, M.S.M. Jetten and M.C.M. van Loosdrecht (2001), The

Combined Sharon/Anammox Process, IWA Publishing.

25. Lei Zhang, Ping Zheng, Chong-jian Tang, Ren-cun Jin (2008), “Anaerobic

ammonium oxidation for treatment of ammonium-rich wastewaters”, Journal

of Zhejiang University Science B, Vol. 9, No. 5, p. 416 – 426.

26. Linping Kual, Willy Verstraete (1998), ”Ammonium Removal by the Oxygen-

Limited Autotrophic Nitrification-Denitrification System”, Appl. Environ.

Microbiol., Vol. 64, No. 11, p. 4500–4506.

27. Lucas Seghezzo (2004), Anaerobic treatmen of domestic wastewater in

subtropical regions, Thesis Wageningen university, Wageninggen, the

Netherlands.

28. Nitrogen Reducing Technologies – Report to the Puget Sound Action Team,

June 2005

29. Paul C. Burrell, Jurg Keller, Linda L. Blackal (1998), “Microbiology of a

Nitrite-Oxidizing Bioreactor”, Appl. Environ. Microbiol. , Vol. 64, No. 5, p.

1878 – 1883.

30. R. Nagan Gowda (1923), “Nitrification and the Nitrifying organisms”, Iowa

State College, p. 251 – 272.


http://www.sciencedirect.com/science/journal/07232020


31. Renee Bartholomew, PA Department (2002), “The SHARON High-Rate Nitrogen

Removal System: An Innovative Wastewater Treatment Process” , Innovative

Technology Section, 717, pp.787-3481

32. Schimidt, E. Bock (1998), “Anaerrobic ammonia oxidation by cell – free

extracts of Nitrosomonas eutropha”, Antonie van Leeuwenhoek, 73, pp. 271 –

278.

33. Schimidt, E. Bock (1998), “Anaerrobic ammonia oxidation by cell – free

extracts of Nitrosomonas eutropha”, Antonie van Leeuwenhoek, 73, pp. 271 –

278.

34. SWH Van Hulle (2005), “Construction, start – up and operation of a

continuously aerated laboratory – scale SHARON reactor in view of coupling

with an Anammox reactor”, Water SA, Vol. 31, No. 3, p. 327 – 334.

35. Szatkowska B. (2004), ”Treatment of ammonium-rich wastewater by partial

nitritation/Anammox in a biofilm system”, Royal Institute of Technology,

Stockholm. TRITA-LWR.LIC 2023(licentiate thesis).

36. T. Rossw ALL (1981), The Biogeochemical Nitrogen Cycle, Royal Swedish

Academy of Sciences, Stockholm, Sweden.



PHỤ LỤC

Bảng 3.8 . Hoạt tính của các chủng vi khuẩn oxy hoá amoni

STT Chủng vi khuẩn Lượng N-NO2- sinh ra (mg/l)

0 MT 1,63

1 NS1 8,90

2 NS2 5,63

3 NS3 4,67

4 NS4 4,91

5 NS5 5,58

6 NS6 4,73

7 NS7 9,18

8 NS8 4,60

9 NS9 5,21

10 NS10 5,93

11 NS11 4,83

12 NS12 9,75

13 NS13 5,70

14 NS14 4,79

15 NS15 8,90

16 NS16 5,51

17 NS17 4,00



Bảng 3.9. Hoạt tính của các chủng vi khuẩn oxy hoá nitrit

STTChủng vi

khuẩnHàm lượng N-NO3

- sinh ra (mg/l)

0 MT 16,18

1 NB1 119,07

2 NB2 40,03

3 NB3 172,13

4 NB4 137,76

5 NB5 179,76

6 NB6 158,43

7 NB7 150,87

8 NB8 140,05

9 NB9 146,92

10 NB10 141,63

11 NB11 59,57

12 NB12 128,85

13 NB13 101,88

14 NB14 133,18



Bảng 3.10. Ảnh hưởng của nhiệt độ lên khả năng sinh trưởng và hoạt tính của vi

khuẩn

Chủng

Nhiệt độ

( 0C)

Kết quả khảo sát

CFU/ml

(x 106)NO2

--N (mg/l) NO3--N (mg/l)

NS1

20

1,2 2,53 -

NS7 1,4 3,13 -

NS12 1,7 3,55 -

NS15 1,5 2,92 -

NB3 2,2 - 57,21

NB5 1,9 - 49,56

NS1

25

5,3 6,71 -

NS7 5,4 5,96 -

NS12 5,8 6,88 -

NS15 5,5 6,19 -

NB3 6,1 - 135,70

NB5 6,0 - 122,93

NS1

30

8,2 8,73 -

NS7 8,7 8,24 -

NS12 8,8 9,12 -

NS15 8,2 7,96 -

NB3 9,6 - 152,43

NB5 8,9 - 158,74

NS1 35 7,7 7,90 -



NS7 7,9 8,13 -

NS12 8,2 8,95 -

NS15 7,8 7,27 -

NB3 8,4 - 145,94

NB5 7,9 - 149,22

NS1

40

6,3 4,58

NS7 6,8 4,16

NS12 7,2 5,24

NS15 6,9 4,79

NB3 7,1 - 97,92

NB5 6,5 - 101,60

Bảng 3.11. Hoạt tính của các chủng vi khuẩn theo thời gian

Thời

gian

(giờ)

Hoạt tính nitrit hoá Hoạt tính nitrat hoá

NS1 NS7 NS12 NS15 NB3 NB5

N-NO2-

(mg/l)

N-NO2 -

(mg/l)

N-NO2-

(mg/l)

N-NO2 -

(mg/l)

N-NO3 -

(mg/l)

N-NO3 -

(mg/l)

24 3,56 2,56 3,17 2,97 53,30 45,29

48 6,72 5,73 6,03 5,55 79,62 69,22

72 7,91 8,36 8,32 7,63 137,26 128,76

96 9,23 9,53 10,23 9,24 142,55 133,55

120 10,56 11,72 12,57 10,94 157,47 147,87

144 12,78 13,13 13,83 12,34 169,59 164,38

168 12,87 14,86 13,99 12,45 189,24 167,47



192 13,03 14,97 14,03 12,82 190,05 169,35

Bảng 3.12. Khả năng xử lý nước thải bằng phương pháp hiếu khí (aroten gián

đoạn) theo thời gian

Thời gian (h) COD

(mg/l)

BOD5

(mg/l)

Tổng N

(mg/l)

NH4+-N

(mg/l)

NO2--N

(mg/l)

NO3--N

(mg/l)

0 giờ 343 260 69,3 42,9 0,079 0,311

2 giờ 271 240 57,2 39,4 0,081 0,324

4 giờ 153 139 49,2 35,3 0,194 0,656

6 giờ 47 39 29,3 26,5 1,259 4,201

8 giờ 39 28 28,5 27,4 1,776 5,193

Bảng 3.13. . Khả năng xử lý nước thải bằng phương pháp hiếu khí khi bổ sung

thêm chế phẩm sinh học

Chế phẩm bổ

sung

COD

(mg/l)

BOD5

(mg/l)

Tổng N

(mg/l)

NH4+-N

(mg/l)

NO2--N

(mg/l)

NO3--N

(mg/l)

Đầu vào 343 260 69,3 42,9 0,079 0,311

8.105 CFU/ml 49 40 29,7 28,5 1,740 10,675

8.106 CFU/ml 47 39 28,9 14,5 1,864 22,342

8.107 CFU/ml 43 38 28,3 10,7 1,976 25,670

8.108 CFU/ml 42 35 27,8 7,2 2,140 28,154



Bảng 3.14. Ảnh hưởng của DO đến khả năng xử lý nước thải bằng phương pháp

hiếu khí có bổ sung chế phẩm sinh học

COD

(mg/l)

BOD5

(mg/l)

Tổng N

(mg/l)

NH4+-N

(mg/l)

NO2--N

(mg/l)

NO3--N

(mg/l)

Đầu vào 327 245 62,5 43,9 0,089 0,401

DO ~ 1 mg/l 299 230 61,2 41,5 0,112 0,571

DO ~ 3 mg/l 112 87 49,2 31 1,283 9,657

DO ~ 4 mg/l 52 41 28,3 13,7 1,92 24,564

DO ~ 5 mg/l 40 32 21,5 10,5 2,731 28,154

Bảng 3.15. Ảnh hưởng của pH đến khả năng xử lý nước thải bằng phương pháp

hiếu khí có bổ sung chế phẩm sinh học

Tổng N

(mg/l)

NH4+-N

(mg/l)

NO2--N (mg/l) NO3

--N

(mg/l)

Đầu vào 62,5 43,9 0,089 0,401

pH = 6 36,7 29,8 2,71 15,320

pH = 7 27,3 18,5 2,074 22,387

pH = 8 27 14,6 1,873 25,539

pH = 9 31,9 17,2 1,392 19,23



Hình 3.14. Ảnh lấy mẫu nước thải sinh hoạt tại nhà ăn A15 ĐHBK Hà Nội


MỤC LỤC

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

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

1.1. Tài nguyên nước và sự ô nhiễm nước...........................................................................3

1.1.1. Tình trạng ô nhiễm môi trường nước trên thế giới..............................................4

1.1.2. Tình trạng ô nhiễm môi trường nước tại Việt Nam.............................................4

1.2. Đặc điểm nước thải sinh hoạt đô thị và sự ô nhiễm.....................................................5

1.3. Phương pháp xử lý nước thải và lựa chọn phương pháp xử lý..................................8

1.3.1. Phương pháp cơ học................................................................................................9

1.3.2. Các phương pháp vật lý và hóa học.....................................................................10

1.3.2.1. Phương pháp đông tụ và keo tụ.....................................................................10

1.3.2.2. Phương pháp hấp phụ....................................................................................11

1.3.2.3. Phương pháp trung hòa.................................................................................11

1.3.2.4. Phương pháp tuyển nổi..................................................................................11

1.3.2.5. Phương pháp trao đổi ion..............................................................................12

1.3.3. Phương pháp xử lý sinh học..................................................................................12

1.3.3.1. Phương pháp hiếu khí....................................................................................13

1.3.3.1.1. Nguyên tắc:...............................................................................................13

1.3.3.1.2. Kỹ thuật xử lý nước thải theo phương pháp hiếu khí.............................13

a. Kỹ thuật xử lý trong các bể aroten.................................................................13

b. Kỹ thuật xử lý lọc sinh học.................................................................................14

c. Kỹ thuật xử lý hồ sinh học..................................................................................15

1.3.3.2. Các phương pháp thiếu khí ( anoxic )...........................................................16

1.3.3.3. Các phương pháp kỵ khí................................................................................17

1.4. Cơ sở lý thuyết các quá trình xử lý nitơ bằng phương pháp sinh học.....................18

1.4.1. Quá trình cố định nitơ phân tử............................................................................19

1.4.2. Quá trình Amoni hóa.............................................................................................20

1.4.3. Quá trình tổng hợp................................................................................................21

1.4.4. Quá trình Nitrit hoá...............................................................................................21

1.4.5. Quá trình Nitrat hóa..............................................................................................21

1.4.6. Quá trình phản Nitrat hoá....................................................................................22

1.5. Tình hình nghiên cứu, ứng dụng các phương pháp sinh học xử lý hợp chất hữu cơ

chứa Nitơ trong xử lý nuớc thải.........................................................................................23

1.5.1. Xử lý Nitơ bằng bùn hoạt tính..............................................................................24


1.5.2. Các công nghệ xử lý Nitơ mới trên cơ sở ANAMMOX......................................25

1.5.3. SHARON và quá trình kết hợp SHARON - Anammox.....................................27

1.5.4. CANON...................................................................................................................29

1.5.5. OLAND...................................................................................................................29

1.5.6. Công nghệ bể USBF...............................................................................................30

1.5.7. Công nghệ xử lý nitơ trong nước thải bằng MBR..............................................32

CHƯƠNG II: VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP..................................................................33

2.1. Nguyên liệu....................................................................................................................33

2.1.1. Vi sinh vật...............................................................................................................33

2.1.2. Hoá chất..................................................................................................................33

2.1.3. Thiết bị....................................................................................................................33

2.2. Phương pháp nghiên cứu.............................................................................................34

2.2.1. Phương pháp phân lập vi khuẩn..........................................................................34

2.2.2. Phương pháp xác định khả năng sinh trưởng của vi sinh vật...........................35

2.2.2.1. Phương pháp đo độ đục (OD)........................................................................35

2.2.2.2. Xác định số lượng tế bào bằng phương pháp pha loãng tới hạn và nuôi cấy

trên môi trường thạch.................................................................................................35

2.2.3. Phương pháp xác định hoạt tính của vi sinh vật.................................................36

2.2.3.1. Phương pháp xác định nitrit (NOPhương pháp xác định nitrit (NO22--) bằng phương pháp trắc phổ hấp thụ ) bằng phương pháp trắc phổ hấp thụ

phân tử.phân tử..........................................................................................................................36

2.2.3.2. Xác định NO3- bằng phương pháp cột khử cadimium................................38

2.2.4. Một số phương pháp xác định các thông số môi trường nước2.2.4. Một số phương pháp xác định các thông số môi trường nước..........................41

2.2.4.1. Xác định pH2.2.4.1. Xác định pH.....................................................................................................41

2.2.4.2. Xác định nồng độ oxy hoà tan (DO)2.2.4.2. Xác định nồng độ oxy hoà tan (DO)..............................................................41

2.2.4.3. Phương pháp xác định nhu cầu oxy hoá học (COD).2.2.4.3. Phương pháp xác định nhu cầu oxy hoá học (COD)...................................41

2.2.4.4. Xác định nhu cầu oxy sinh hoá BOD2.2.4.4. Xác định nhu cầu oxy sinh hoá BOD55...........................................................44

2.2.4.5. Xác định chất răn lơ lửng (SS)......................................................................46

2.2.4.6. Xác định tổng Nitơ Kjeldahl.............................................................................48

2.2.4.7. Xác định amoni (NH4+-N)...............................................................................51

CHƯƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN..........................................................................54

3.1. Tuyển chọn vi khuẩn nitrat hoá..................................................................................54

3.2. Hoạt tính của các chủng vi khuẩn nitrat được tuyển chọn.............................................55

3.2.1. Hoạt tính nitrit hoá...................................................................................................55

3.2.2. Hoạt tính nitrat hoá...............................................................................................56


3.3. Nghiên cứu một số yếu tố môi trường ảnh hưởng đến sự sinh trưởng, phát triển và

hoạt tính của vi khuẩn nitrat hoá.......................................................................................56

3.3.1. Ảnh hưởng của nhiệt độ sự sinh trưởng và hoạt tính của vi khuẩn.................57

3.3.2. Ảnh hưởng của pH sự sinh trưởng và hoạt tính của vi khuẩn.........................59

3.3.3. Xác định đặc điểm sinh trưởng và hoạt tính của các chủng vi khuẩn trong môi

trường dịch thể theo thời gian........................................................................................61

3.3.4. Khảo sát khả năng sinh trưởng, phát triển và hoạt tính chủng trên môi trường

nuôi cấy có bổ sung thêm nguồn dinh dưỡng................................................................64

3.3.5. Thử khả năng đối kháng của vi khuẩn................................................................66

3.3.6. Thử nghiệm lên men sản xuất chế phẩm vi sinh vật..........................................66

3.4.1. Khảo sát các yếu tố ảnh hưởng đến hoạt động của công trình xử lý nước thải

hiếu khí khi chưa bổ sung chế phẩm sinh học (hoạt động gián đoạn)........................67

3.4.1.1. Các yếu tố dinh dưỡng và vi lượng...............................................................67

3.4.1.2. Thời gian lưu của nước thải trong bể phản ứng..........................................68

3.4.2. Xử lý nước thải sinh hoạt bằng phương pháp hiếu khí có bổ sung chế phẩm

sinh học.............................................................................................................................70

3.4.2.1. Khảo sát hàm lượng bổ sung chế phẩm sinh học.........................................70

3.4.2.2. Khảo sát sự ảnh hưởng của nồng độ oxy hòa tan trong quá trình xử lý. . .72

3.4.2.3. Khảo sát sự ảnh hưởng của pH trong quá trình xử lý...............................74

CHƯƠNG 4. KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHI..........................................................................76

1. Kết luận.............................................................................................................................76

2. Một số kiến nghị cần được tiếp tụ nghiên cứu..............................................................76

TÀI LIỆU THAM KHẢO.......................................................................................................77

PHỤ LỤC.................................................................................................................................81


DANH MỤC CÁC KÝ HIỆU, CÁC CHỮ VIẾT TẮT

AOB : ammonia-oxidizing bacteria (Vi khuẩn amoni hóa)

NOB : nitrite-oxidizing bacteria (Vi khuẩn nitrit hóa)

BOD5 : Biochemical oxygen Demand (5 days) (Nhu cầu oxy sinh hóa)

COD : Chemical Oxygen Demand (Nhu cầu oxy hóa học)

TSS : Total suspended solids (Tổng chất rắn lơ lửng)

MLSS : Mixed Liquor Suspended Solids (Hàm lượng sinh khối)

DO : Disolved oxygen (Oxy hòa tan)

WHO : Tổ chức Y tế thế giới

TCCP : Tiêu chuẩn cho phép

UASB : Upflow anaerobic sludge blanket (Bể bùn kỵ khí ngược dòng)

MBR : Membrane bioreactor (Màng phản ứng sinh học)


DANH MỤC CÁC BẢNG

Bảng 2.1. Thành phần môi trường phân lập vi khuẩn nitrate hóa......................................34

Bảng 3.1. Ảnh hưởng của nhiệt độ đến sự sinh trưởng và hoạt tính của vi khuẩn.............57

Bảng 3.2. Ảnh hưởng của pH sự sinh trưởng và hoạt tính của vi khuẩn............................60

Bảng 3.3. Sự sinh trưởng của vi khuẩn theo thời gian (đơn vị CFU/ml)............................62

Bảng 3.4. Hoạt tính của các chủng vi khuẩn theo thời gian................................................63

Bảng 3.5. Khả năng sinh trưởng và hoạt tính chủng vi khuẩn nitrit hóa............................65

Bảng 3.6. Khả năng sinh trưởng và hoạt tính chủng vi khuẩn nitrat hóa...........................65

Bảng 3.7. : Thành phần tính chất nước thải sinh hoạt đô thị.............................................67


DANH MỤC CÁC HÌNH VÀ ĐỒ THI

Hình 1.1.Ô nhiễm nước tại sông Tô Lịch........................................................................7

Hình 1.2. Sơ đồ dây truyền công nghệ xử lý nước thải bằng kỹ thuật bùn hoạt tính... .14

Hình 1.3. Hình minh họa màng đặt ngập trong bể phản ứng........................................15

Hình 1.4. Sơ đồ công nghệ xử lý nước thải bằng phương pháp lọc sinh học................15

Hình 1.5. Ba giai đoạn của quá trình lên men yếm khí (Mc. Cathy, 1981)...................18

Hình 1.6. Sự chuyển hóa Nitơ trong chu trình Nitơ......................................................19

Hình 1.7. Quá trình nitrat và phản nitrat hóa trong hệ thống xử lý nước thải (Gold et

al. 1989).........................................................................................................................24

Hình 1.8. Quá trình khử nitơ truyền thống và quá trình Anammox..............................26

Hình 1.10. Quá trình kết hợp SHARON - Anammox.....................................................28

Hình 1.11. Công nghệ bể USBF....................................................................................31

Hình 2.1. Quá trình tạo dãy pha loãng mẫu..................................................................36

Hình 3.1: Hình ảnh khuẩn lạc của chủng vi khuẩn phân lập........................................54

Hình 3.2 . Khả năng khử amon của các chủng vi khuẩn phân lập................................55

Hình 3.3. Hoạt tính của các chủng vi khuẩn oxy hoá nitrit...........................................56

Hình 3.4. Ảnh hưởng của nhiệt độ lên tốc độ sinh trưởng của vi khuẩn......................59

Hình 3.5. Ảnh hưởng của pH lên tốc độ sinh trưởng của vi khuẩn..............................61

Hình 3.6. Hệ thống aroten tại PTN R&D – INEST.......................................................68

Hình 3.7. Khả năng xử lý nước thải hiếu khí aroten (gián đoạn) theo thời gian..........69

Hình 3.8. Khảo sát DO, pH theo thời gian....................................................................70

Hình 3.9. Khả năng xử lý khi bổ sung chế phẩm sinh học.............................................71

Hình 3.10. Khả năng xử lý khi bổ sung chế phẩm sinh học...........................................71

Hình 3.11. Sự ảnh hưởng của nồng độ oxy hòa tan......................................................73

Hình 3.12. Nước thải trước và sau khi xử lý..................................................................73

Hình 3.13. Ảnh hưởng của pH đến hiệu quả xử lý.......................................................74


LỜI CAM ĐOAN

Tôi xin cam đoan đề tài: “Nghiên cứu, cải thiện hiệu quả các quá trình

chuyển hóa phân hủy các hợp chất nito trong các hệ thống xử lý nước

thải sinh hoạt đô thị” do PGS.TS. Nguyễn Văn Cách hướng dẫn là tôi thực

hiện, không sao chép của bất kỳ tác giả hay tổ chức nào trong và ngoài nước.

Tôi xin chịu hòa toàn trách nhiệm về nội dung đã trình bày trong luận văn!

Hà Nội, ngày 20 tháng 10 năm 2010

Học viên

Lê Thị Hương


LỜI CẢM ƠN

Em xin chân thành cảm ơn tới Thầy PGS.TS. Nguyễn Văn Cách cùng toàn thể

các thầy cô trong Viện Công nghệ Sinh học và Thực Phẩm đã tạo mọi điều kiện

thuận lợi và hướng dẫn em rất nhiệt tình chu đáo để em hoàn thành khóa học

này!

Em cũng xin chân thành cảm ơn tới tập thể cán bộ Viện Khoa học và Công nghệ

Môi trường, ĐHBK Hà Nội đã tạo điều kiện thuận lợi và giúp đỡ em làm việc và

nghiên cứu tại Viện trong quá trình học tập!

Cuối cùng em xin chân thành cảm ơn tới gia đình và bạn bè em đã tạo điều kiện,

giúp đỡ và động viên em rất nhiều để em hoàn thành khóa luận của mình!.

Hà Nội, Ngày 20 tháng 10 năm 2010

Học viên

Lê Thị Hương


Documents

Nghiên cứu, cải thiện hiệu quả quá trình chuyển hoá phân hủy các hợp chất nitơ trong các hệ thống xử lý nước thải sinh hoạt đô thị