SNAP_Xu ly nito

ĐẠI HỌC QUỐC GIA TP.HCM

TRƢỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA

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

HỒ THANH HIỀN

ĐÁNH GIÁ HIỆU QUẢ XỬ LÝ NITƠ HÀM LƢỢNG CAO

TRONG NƢỚC THẢI BẰNG MÔ HÌNH SNAP VỚI GIÁ THỂ

BIOFIX

Chuyên ngành: Công nghệ môi trƣờng

Mã số: 608506

LUẬN VĂN THẠC SĨ

TP. HỒ CHÍ MINH, tháng 8 năm 2013

CÔNG TRÌNH ĐƢỢC HOÀN THÀNH TẠI


ĐẠI HỌC QUỐC GIA TP. HỒ CHÍ MINH

-------------- oOo -------------

Cán bộ hƣớng dẫn khoa học: PGS.TS. Nguyễn Tấn Phong

Cán bộ chấm nhận xét 1: TS. Đặng Vũ Bích Hạnh

Cán bộ chấm nhận xét 2: TS. Lê Thị Kim Phụng

Luận văn thạc sĩ đƣợc bảo vệ tại Trƣờng Đại học Bách Khoa, ĐHQG Tp.HCM

ngày 29 tháng 08 năm 2013.

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

1. GS.TS. Lâm Minh Triết (CT)

2. TS. Trần Tiến Khôi (TK)

3. TS. Đặng Vũ Bích Hạnh (PB1)

4. TS. Lê Thị Kim Phụng (PB2)

5. PGS.TS. Nguyễn Tấn Phong (UV)

Xác nhận của Chủ tịch Hội đồng đánh giá LV và Bộ môn quản lý chuyên ngành

sau khi luận văn đã đƣợc sửa chữa (nếu có).

Chủ tịch Hội đồng đánh giá LV Bộ môn quản lý chuyên ngành

ĐẠI HỌC QUỐC GIA TP.HCM


CỘNG HÕA XÃ HỘI CHỦ NGHĨA VIỆT NAM

Độc lập - Tự do - Hạnh phúc

NHIỆM VỤ LUẬN VĂN THẠC SĨ

Họ tên học viên: HỒ THANH HIỀN MSHV: 11250516

Ngày, tháng, năm sinh: 10/12/1987 Nơi sinh: Quảng Ngãi

Chuyên ngành: Công nghệ môi trƣờng

I. TÊN ĐỀ TÀI: ĐÁNH GIÁ HIỆU QUẢ XỬ LÝ NITƠ HÀM LƢỢNG CAO

TRONG NƢỚC THẢI BẰNG MÔ HÌNH SNAP VỚI GIÁ THỂ BIOFIX.

II. NHIỆM VỤ VÀ NỘI DUNG:

- Thiết kể mô hình xử lý nitơ bằng công nghệ SNAP (Single-stage Nitrogen removal

using Anammox and Partial nitritation)

- Nghiên cứu khả năng loại bỏ nitơ trong nƣớc thải giả mô phỏng nƣớc thải có chứa

nitơ với hàm lƣợng cao bằng công nghệ SNAP.

III. NGÀY GIAO NHIỆM VỤ: 08/2012

IV. NGÀY HOÀN THÀNH NHIỆM VỤ: 07/2013

V. CÁN BỘ HƢỚNG DẪN: PGS.TS. NGUYỄN TẤN PHONG

Tp. HCM, ngày . . . . tháng .. . . năm 20….

CÁN BỘ HƢỚNG DẪN

CHỦ NHIỆM BỘ MÔN

TRƢỞNG KHOA MÔI TRƢỜNG

Luận Văn Thạc Sĩ

HVTH:HỒ THANH HIỀN Trang i

LỜI CẢM ƠN

Em xin bày tỏ lòng biết ơn sâu sắc và chân thành đến thầy PGS.TS. Nguyễn

Tấn Phong, Thầy đã tận tình giúp đỡ, hƣớng dẫn, cũng nhƣ tài trợ kinh phí cho em

trong suốt thời nghiên cứu tại phòng thí nghiệm khoa Môi Trƣờng - trƣờng Đại học

Bách Khoa Tp.HCM. Em xin cảm ơn các Thầy, Cô trong khoa Môi trƣờng đã giúp đỡ

cho em rất nhiều trong thời gian học tập tại trƣờng.

Tôi xin gửi lời cảm ơn đến các anh, chị, em và các bạn làm việc tại phòng thí

nghiệm khoa Môi trƣờng – Đại học Bách Khoa Tp.HCM đã giúp đỡ và tạo điều kiện

để tôi có thể thực hiện tốt luận văn này.

Cuối cùng, xin bày tỏ lòng biết ơn sâu sắc đến gia đình và những ngƣời bạn của

tôi đã động viên, giúp đỡ và cùng tôi bƣớc trên những chặng đƣờng học tập đã qua.

Tp.Hồ Chí Minh, 07/2013

Hồ Thanh Hiền


HVTH:HỒ THANH HIỀN Trang ii

TÓM TẮT LUẬN VĂN

Công nghệ sinh học xử lý nitơ truyền thống dựa trên nguyên lý nitrat và khử

nitrat đã góp phần loại bỏ nitơ trong nƣớc thải trƣớc khi thải bỏ vào môi trƣờng. Tuy

nhiên, công nghệ truyền thống này bọc lộ khá nhiều nhƣợc điểm nhƣ thải khí độc,

không xử lý nƣớc thải có chƣa hàm lƣợng nitơ cao, đặc biệt là nƣớc thải có chƣa nitơ

cao mà hàm lƣợng COD thấp nhƣ nƣớc thải sau hâm Biogas, nƣớc rỉ rác lâu năm….

Từ năm 1995, ngƣời ta đã phát hiện ra một quá trình chuyển hóa nitơ mới, đó là quá

trình oxi hóa kị khí, vi khuẩn chịu trách nhiệm cho quá trình này là vi khuẩn

anammox, với sự phát hiện này đã mở ra một công nghệ mới loại bỏ nitơ trong nƣớc

thải. Công nghệ này đã khắc phục đƣợc những nhƣợc điểm của công nghệ truyền

thống. Vì vậy, công nghệ ứng dụng quá trình anammox đã và đang đƣợc nghiên cứu

ứng dụng rộng rải trên thể giới.

Đề tài nghiên cứu ―Đánh giá hiệu quả xử lý nitơ hàm lƣợng cao trong nƣớc

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

trong nƣớc thải nhân tạo mô phỏng nƣớc thải có chứa hàm lƣợng nitơ cao qua 7 tải

trọng khác nhau (ứng với 7 nồng độ khác nhau 100, 200, 300, 400, 500, 600, 700 mg/l)

với các thông số kiểm soát pH 7,7; DO từ 1 đến 3,3 mg/l và thời gian lƣu nƣớc 12h,

hiệu quả chuyển hóa và loại bỏ tối đa lần lƣợt là 90,5% và 84,6% ở tải trọng 1,4

kgN/m3.ngày. Tải trọng xử lý nitơ đạt 1,194 kgN/m

3.ngày. Lƣợng sinh khối bám trên

giá thể là 1,047 gSS/g giá thể ở ngày cuối cùng của thí nghiệm. Những kết quả trên đã

cho thấy công nghệ SNAP với giá thể Biofix có thể xử lý đƣợc nƣớc thải có chứa hàm

lƣợng nitơ cao với hiệu quả tƣơng tối cao, và Biofix là giá thể khá phù hợp cho vi

khuẩn anammox và AOB.


HVTH:HỒ THANH HIỀN Trang iii

ABSTRACT

The traditional biotechnology to nitrogen removal based on nitrification –

denitrification has contributed to removing nitrogen from wastewater before

discharging into the water source. However, this technology has many disadvantages

such as complexity, high cost, emit CO2 and N2O, etc. Especially, wastewater contains

high nitrogen and limit COD such as leachate, wastewater generated from sludge

treatment is very difficult to treat by the traditional biotchnology. In 1995, the

scientists discovered a new method to treat for nitrogen, called anaerobic ammonium

oxidation (anammox). In this reaction, ammonium is oxidized to nitrogen gas from

nitrite under anaerobic condition. The technology based on anammox overcomes the

disadvantatages of the traditional biotachnology. Therefore, this technology has

widely researched and been applied in the world.

The study ―Evaluation of Nitrogen Removal from Synthesis Wastewater

which High Nitrogen Concentration by Single-Stage Using anammox and Partial

nitritation (SNAP) with BioFix as Biomass Carrier‖ Evaluation of Nitrogen

Removal from wastewater which has high concentration through 7 steps

(corresponding to 7 different concentrations of 100, 200, 300, 400, 500, 600, 700 mg/l)

with control parameters pH 7.7, DO from 1 to 3.3 mg/l and HRT 12h, conversion

efficiency nitrogen and removal efficiency nitrogen at 1.4kgN/m3.day reach 90,5% and

84.6%, respectively. Nitrogen remaval loading rate reaches 1.194 kgN/m3.day. The

sludge sticked to biomass carries is 1.047gSS/g biomass carries at the end of days of

the experiment. These results showed that SNAP can treat for wastewater containing

high nitrogen and Biofix is quite suitable biomass carries for AOB and anammox

bacteria.


HVTH:HỒ THANH HIỀN Trang iv

CỘNG HÕA XÃ HỘI CHỦ NGHĨA VIỆT NAM

Độc lập –Tự do – Hạnh phúc

LỜI CAM ĐOAN

Họ và tên học viên: HỒ THANH HIÊN MSHV: 11250516

Ngày tháng năm sinh: 10/12/1987 Giới tính: Nam Nơi sinh: Quảng Ngãi

Chuyên ngành: Công nghệ môi trƣờng MS: 60 85 06

Tên đề tài: Đánh giá hiệu quả xử lý nitơ hàm lƣợng cao trong nƣớc thải bằng mô hình

SNAP với giá thể biofix.

Ngày bắt đầu: 14/08/2012 Ngày hoàn thành: 30/06/2013

Cán bộ hƣớng dẫn: PGS. TS. Nguyễn Tấn Phong

Tôi cam đoan đây là công trình nghiên cứu của tôi. Những kết quả và số liệu trong

luận văn chƣa đƣợc ai công bố dƣới bất cứ hình thức nào. Tôi hoàn toàn chịu trách

nhiệm trƣớc Nhà trƣờng về sự cam đoan này.

HCM, ngày 15 tháng 7 năm 2013

Hồ Thanh Hiền


HVTH:HỒ THANH HIỀN Trang v

DANH SÁCH HÌNH

Hình 2.1 Chu trình nitơ trong tự nhiên ............................................................................ 4

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

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

Hình 2.4 Mô hình xử lý nitơ bằng SHARON................................................................ 22

Hình 2.5 Mô hình Sharon - Anammox .......................................................................... 24

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

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

Hình 3.1. Sơ đồ mô hình thí nghiệm ............................................................................. 32

Hình 3.2 Mô hình thực tế............................................................................................... 33

Hình 3.3 Bể phản ứng .................................................................................................... 35

Hình 3.4. Cấu trúc giá thể sinh học biofix ..................................................................... 35

Hình 3.5 Giá gắn cho giá thể sinh học BioFix .............................................................. 36

Hình 4.1 Bùn sau khi chạy thích nghi ........................................................................... 41

Hình 4.2 Nồng độ FA trong bể ...................................................................................... 47

Hình 4.3 Nồng độ FNA trong bể ................................................................................... 48

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

Hình 4.5 Hiệu quả chuyển hóa amoni ........................................................................... 51

Hình 4.6 Hiệu quả xử lý nitơ ......................................................................................... 52

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

Hình 4.8 quan hệ giữa NRE với ACE ........................................................................... 56

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

Hình 4.10 Nồng độ Cl- .................................................................................................. 60

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

Hình 4.12 Bùn trên giá thể và bùn lơ lửng .................................................................... 62

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


HVTH:HỒ THANH HIỀN Trang vi

DANH SÁCH BẢNG

Bảng 2.1 Thành phần nƣớc thải sinh hoạt ..................................................................... 17

Bảng 2.2. Nồng độ đặc trƣng ô nhiễm nitơ tổng thƣờng tìm thấy trong một số loại

nƣớc thải công nghiệp ................................................................................................... 18

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

Bảng 3.1. Thông số kỹ thuật của giá thể ....................................................................... 36

Bảng 3.2. Tính chất nƣớc thải nhân tạo ......................................................................... 37

Bảng 3.3. Tải trọng nitơ theo thời gian ......................................................................... 38

Bảng 3.4: Các phƣơng pháp phân tích .......................................................................... 39

Bảng 4.1 Thông số kiểm soát DO. ................................................................................ 42

Bảng 4.2 Giá trị pH qua các tải trọng ............................................................................ 45

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

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

Bảng 4.5 Hiệu quả xử lý ở các tải trọng ........................................................................ 53

Bảng 4.6 So sánh hiệu quả xử lý ................................................................................... 54

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

Bảng 4.8 Nồng độ NO3—N dòng ra .............................................................................. 58

Bảng 4.9 Nồng độ NO2-N dòng ra ................................................................................ 59

Bảng 4.10 Đặc tính của bùn trong bể ............................................................................ 63


HVTH:HỒ THANH HIỀN Trang vii

KÝ HIỆU CHỮ VIẾT TẮT

AEROBIC Quá trình hiếu khí

ACE Hiệu suất chuyển hóa amoni

ANAEROBIC Quá trình kị khí

ANAMMOX Oxi hóa amoni trong điều kiện kị khí

ANOXIC Quá trình thiếu khí

AOB Vi khuẩn oxi hóa amoni

BOD Nhu cầu oxi sinh học

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

COD Nhu cầu oxi hóa học

DO Nồng độ oxi hòa tan

FA Amoniac tự do

FNA Axit nitric tự do

HRT Thời gian lƣu nƣớc

MLSS Chất rắn lơ lửng

NOB Vi khuẩn oxi hóa nitrit

NRE Hiệu suất loại bỏ nitơ

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

SS Thông số chất rắn lơ lửng

SRT Thời gian lƣu bùn

TCVN Tiêu chuẩn Việt Nam

TN Tổng nitơ

TOC Cacbon hữu cơ tổng số

VSS Chất rắn bay hơi


HỒ THANH HIỀN Trang viii

MỤC LỤC

LỜI CẢM ƠN ...................................................................................................................i

TÓM TẮT LUẬN VĂN ................................................................................................. ii

ABSTRACT .................................................................................................................. iii

LỜI CAM ĐOAN ...........................................................................................................iv

DANH SÁCH HÌNH ....................................................................................................... v

DANH SÁCH BẢNG .....................................................................................................vi

KÝ HIỆU CHỮ VIẾT TẮT ......................................................................................... vii

MỤC LỤC ................................................................................................................... viii

CHƢƠNG 1: MỞ ĐẦU ................................................................................................... 1

1.2. Đặt vấn đề ............................................................................................................. 1

1.2. Mục tiêu nghiên cứu ............................................................................................. 2

1.3. Đối tƣợng nghiên cứu ........................................................................................... 2

1.4. Nội dung nghiên cứu ............................................................................................ 2

1.5. Phƣơng pháp nghiên cứu ...................................................................................... 2

1.6. Ý nghĩa khoa học và thực tiễn .............................................................................. 2

1.7. Tính mới của đề tài ............................................................................................... 2

CHƢƠNG 2: TỔNG QUAN ........................................................................................... 4

2.1 Tổng quan về nitơ .................................................................................................. 4

2.1.1. Quá trình cố định nitơ .................................................................................... 5

2.1.2. Quá trình amon hóa ....................................................................................... 5

2.1.3. Quá trình nitrat hóa ........................................................................................ 6

2.1.4. Quá trình phản nitrat .................................................................................... 10

2.1.5. Quá trình anammox ..................................................................................... 13

2.2 Tác hại của nitơ ................................................................................................... 16

2.2.1 Tác hại đối với con ngƣời ............................................................................. 16

2.2.2 Tác hại nitơ đối với môi trƣờng.................................................................... 16

2.3. Nguồn gốc phát sinh nitơ .................................................................................... 16

2.4 Các công nghệ xử lý nitơ ..................................................................................... 20

2.4.1 Công nghệ xử lý truyền thống ...................................................................... 20


HỒ THANH HIỀN Trang ix

2.4.2 Công nghệ Sharon ........................................................................................ 21

2.4.3. Công nghệ dựa trên quá trình anammox ..................................................... 22

2.4.3.1 Công nghệ Sharon – Anammox ............................................................ 23

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

2.4.3.3. Quá trình Denamox .............................................................................. 26

2.5. Quá trình SNAP .................................................................................................. 28

CHƢƠNG 3: VẬT LIỆU VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU ................................ 32

3.1. Mô hình nghiên cứu ............................................................................................ 32

3.2. Giá thể sinh học .................................................................................................. 35

3.3. Sinh khối SNAP ................................................................................................. 36

3.4. Nƣớc thải nhân tạo.............................................................................................. 37

3.5. Điều kiện hoạt động ............................................................................................ 37

3.6. Phƣơng pháp phân tích ....................................................................................... 38

3.7. Phƣơng pháp xác định sinh khối ........................................................................ 39

3.8. Phƣơng pháp xử lý số liệu .................................................................................. 40

CHƢƠNG 4: KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN ................................................................ 41

4.1. Giai đoạn thích nghi (start-up) ........................................................................... 41

4.2. Giai đoạn khảo sát hiệu quả xử lý nitơ ............................................................... 41

4.2.1. Sự biến động pH, DO .................................................................................. 42

4.2.2. Nồng độ FA và FNA trong bể ..................................................................... 46

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

4.3.4.1. Hiệu quả chuyển hóa NH4+ ................................................................... 49

4.3.4.2. Hiệu quả loại bỏ TK ............................................................................. 51

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

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

4.2.4.2. Sự biến động Cl- dòng ra ...................................................................... 60

4.3. Sinh khối bùn ...................................................................................................... 61

4.3.1. Quan sát hình thái bùn ................................................................................. 61

4.3.2. Sinh khối vi sinh vật .................................................................................... 63

CHƢƠNG 5: KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ ................................................................ 66

1.Kết luận ................................................................................................................... 66


HỒ THANH HIỀN Trang x

2.Kiến nghị ................................................................................................................ 66

TÀI LIỆU THAM KHẢO ............................................................................................. 68

DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH NCKH ĐÃ CÔNG BỐ......................................... 73

LÝ LỊCH TRÍCH NGANG ........................................................................................... 74

PHỤ LỤC ...................................................................................................................... 75


HVTH: HỒ THANH HIỀN Trang 1

CHƢƠNG 1: MỞ ĐẦU

1.2. Đặt vấn đề

Nitơ cùng với photpho là chất dinh dƣỡng cần thiết cho sự sống. Tuy nhiên,

nƣớc thải chứa nhiều nitơ thải vào nguồn nƣớc sẽ gây là những tác động xấu đến hệ

sinh thái dƣới nƣớc, thậm chí hủy hoại sự sống của nguồn tiếp nhận. Các công nghệ xử

lý nitơ hiện nay chủ yếu là dựa vào quá trình nitrat hóa và khử nitrat, công nghệ này có

nhiều khó khăn nhƣ cần bổ sung nguồn cacbon, gây tốn kém chi phí, sinh khí độc, các

công nghệ này chỉ xử lý đƣợc nitơ ở nồng độ thấp. Bên cạnh đó, hiện này có nhiều

nguồn thải chứa nitơ hàm lƣợng cao nhƣ nƣớc thải chăn nuôi heo, thậm chí, có những

nguồn thải có hàm lƣợng nitơ rất cao, mà nồng độ COD lại rất thấp nhƣ nƣớc rỉ rác củ,

nƣớc thải từ bể tiêu hủy bùn. Với những loại nƣớc thải này, để áp dụng công nghệ dựa

trên quá trình nitrat hóa và khử nitrat sẽ cần bổ sung một lƣợng lớn COD từ bên ngoài,

điều này là tốn kém về mặt kinh tế cho xử lý nƣớc thải. Vì vậy, cần phải có một công

nghệ xử lý đƣợc nitơ từ những nguồn thải nhƣ vậy.

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

1995. Từ năm 1995 đến nay đã có nhiều nghiên cứu về quá trình này. Ngƣời ta nhận

thấy rằng áp dụng quá trình anammox để xử lý nitơ hàm lƣợng cao có rất nhiều ƣu

điểm hơn so với công nghệ truyền thống. Đặc biệt, quá trình này không đòi hỏi cung

cấp thêm nguồn cacbon bên ngoài, cũng nhƣ đây là quá trình xảy ra trong điều kiện kị

khí, nên không cần năng lƣợng để cung cấp oxi, đây là một ƣu điểm rất lớn về mặt

kinh tế cho xử lý nƣớc thải.

Công nghệ SNAP xử lý nitơ áp dụng kết hợp quá trình nitrit hóa bán phần và

anammox trong một bể phản ứng là một trong những công nghệ xử lý nitơ đã và đang

đƣợc nghiên cứu. Công nghệ này hứa hẹn tạo ra đột phá cho quá trình xử lý nƣớc thải

ô nhiễm nitơ hàm lƣợng cao. Chính vì vậy đề tài nghiên cứu: ―Đánh giá hiệu quả xử

lý nitơ hàm lƣợng cao trong nƣớc thải bằng mô hình SNAP với giá thể biofix‖ cần

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



1.2. Mục tiêu nghiên cứu

Nghiên cứu khả năng xử lý nitơ hàm lƣợng cao bằng công nghệ SNAP với

nƣớc thải nhân tạo có nồng độ nitơ cao.

1.3. Đối tƣợng nghiên cứu

Đối tƣợng nghiên cứu tập trung vào:

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

o Nƣớc thải giả mô phỏng nƣớc thải có nồng độ nitơ cao.

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

1.4. Nội dung nghiên cứu

Nôi dung nghiên cứu bao gồm:

o Thiết kế và lắp đặt mô hình thí nghiệm.

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

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

1.5. Phƣơng pháp nghiên cứu

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

SNAP.

o Phƣơng pháp lấy mẫu và phân tích mẫu.

o Phƣơng pháp tính toán và xử lý số liệu.

1.6. Ý nghĩa khoa học và thực tiễn

Kết quả nghiên cứu sẽ góp phần hiểu rõ hơn quá trình loại bỏ nitơ trong nƣớc

thải bằng công nghệ SNAP. Cũng nhƣ khả năng loại bỏ nitơ của nó. Từ đó, tìm ra

những điều kiện tốt nhất, cũng nhƣ thiết kế hệ thống phù hợp xử lý nƣớc thải có nồng

độ nitơ cao bằng công nghệ SNAP.

1.7. Tính mới của đề tài

Nghiên cứu xử lý nƣớc thải có hàm lƣợng nitơ cao ứng dụng vi khuẩn

anammox là một hƣớng đi mới hứa hẹn nhiều lợi ích trong những năm gần đây, Tuy

nhiên, công nghệ này vẫn còn mới, đã đƣợc nghiên cứu nhƣng chƣa đƣợc ứng dụng



nhiều. Đặc biệt là ở Việt Nam, công nghệ này vẫn còn nghiên cứu một cách hạn chế và

chƣa đƣợc ứng dụng vào thực tế.



CHƢƠNG 2: TỔNG QUAN

2.1 Tổng quan về nitơ

Nitơ tồn tại trong môi trƣờng rất nhiều dạng. Nó là yếu tố cơ bản cấu tạo thành

78% bầu khí quyển trái đất. Ở điều kiện bình thƣờng, nitơ chủ yếu ở trạng thái khí, là

chất không mùi, không vị và trơ về mặt hóa học. Một trạng thái khác, nó còn là yếu tố

cấu thành nên axit amin và axit nucleic, là chìa khóa của tất cả các sinh vật sống.

Nitơ là một yếu tố trong nƣớc thải của con ngƣời. Trong nƣớc thải, các hợp chất

của nitơ tồn tại dƣới 4 dạng chính: các hợp chất hữu cơ, amoni, nitrit và nitrat. Các

dạng của nitơ luôn chuyển hóa lẫn nhau, và chủ yếu nhờ vào vi sinh vật, một phần nhờ

vào hiện tƣợng vật lý nhƣ sấm chớp. Hình 2.1 thể hiện chu trình của nitơ trong tự

nhiên.

Hình 2.1 Chu trình nitơ trong tự nhiên



Nitơ đƣợc chuyển hóa trong môi trƣờng nhờ vi sinh vật và các phản ứng thuần

hóa học. Các quá trình chuyển hóa nitơ bao gồm: quá trình cố định nitơ, quá trình

amon hóa, quá trình nitrat hóa, quá trình khử nitrat, quá trình anammox.

2.1.1. Quá trình cố định nitơ

Nitơ phân tử chiếm một lƣợng lớn nhất trong không khí nhƣng đa số các vi sinh

vật không sử dụng đƣợc nguồn vô cơ này, chỉ có một số hấp thụ dạng này. Qua hoạt

động của vi sinh vật hấp thụ dạng này, nitơ phân tử sẽ chuyển thành nitơ ở dạng hợp

chất hay nitơ dạng vô cơ thành nitơ dạng hữu cơ, hoạt động này đƣợc gọi là sự cố định

nitơ phân tử. Quá trình này đƣợc thực hiện nhờ sự xúc tác của enzyme nitrogenaza.

Ngƣời ta đã tách đƣợc hệ thống nitrogenaza từ 15 loài vi sinh vật khác nhau.

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

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

Enterbacteriaceae….

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

khuẩn lam cố định nitơ sống cộng sinh.

2.1.2. Quá trình amon hóa

Quá trình amon hóa là quá trình chuyển hóa các hợp chất của nitơ bao gồm

protein, Urê trong điều kiện hiếu khí hoặc yếm khí dƣới dác dụng của các loại vi sinh

vật để tạo thành NH3 hoặc NH4+

Quá trình amon hóa urê đƣợc chia làm hai giai đoạn. Đầu tiên, dƣới tác dụng

của enzyme urease của vi sinh vật, urê sẽ bị thủy phân tạo thành muối cacbonat amoni.

Sau đó, cacbonat amoni đƣợc phân giải thành NH3, CO2 và nƣớc. Quá trình đó có thể

đƣợc mô tả dƣới phƣơng trình 2.1 và 2.2.

(2.1)

(2.2)

Một số loài vi khuẩn có khả năng amon hóa urê, chúng đều tiết ra enzym

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



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

bắt buộc, ƣa pH trung tính hoặc hơi kiềm.

Quá trình amon hóa protein là quá trình phân hủy các hợp chất hữu cơ chứa

nitơ, giải phóng NH3 do nhiều vi sinh vật hiếu khí và kỵ khí gây ra nhƣ vi khuẩn, nấm

mốc và xạ khuẩn. Tất các các vi sinh vật amon hóa đều tiết enzyme thủy phân protein

ra ngoài môi trƣờng làm cho protein bị phân cắt thành pepton, polypeptid, dipeptid và

axit amin. Các axit amin đƣợc đối tƣợng biến đổi trong tế bào thông qua con đƣờng

trao đổi năng lƣợng và xây dựng tế bào, sản phẩm cuối cùng chủ yếu của quá trình vô

cơ hóa hiếu khí protein là amoni, cacbonic, các muối của axit sulfuric và axit

phosphoric. Trong điều kiện kị khí, các axit amin không đƣợc vô cơ hóa hoàn toàn,

bên cạnh NH3 và CO2 còn tích lũy nhiều loại hợp chất hữu cơ khác nhƣ axit hữu cơ,

rƣợu, H2S và những dẫn suất của nó nhƣ mecaptan, các chất độc nhƣ diammine và

tomain (độc tố thối) các sản phẩm bốc mùi rất khó chịu nhƣ indol và scatol.

Quá trình amon hóa giữ vài trò quan trọng trong việc khép kín vòng tuần hoàn

nitơ vì nhờ quá trình này mà nitơ chuyển từ dạng khó hấp thu sang dạng muối amoni

dễ dàng đƣợc thực vật sử dụng, nhờ quá trình này mà NH3 luôn luôn đƣợc phục hồi,

cung cấp dinh dƣỡng cho sinh vật. Có nhiều loại vi khuẩn, nấm mốc tham gia vào quá

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

lƣợng của chúng trong thủy vực khác nhau rất khác nhau, thƣờng trong thủy vực nƣớc

ngọt số lƣợng của chúng nhiều hơn các thủy vực nƣớc lợ, mặn. Nhiệt độ tối ƣu cho sự

amon hóa là từ 25 – 30oC. Do đó, và mùa đông sự amon hóa bị làm chậm đáng kể. Tuy

nhiên, sự tăng mạnh số lƣợng vi khuẩn gây thôi trong mùa hạ chỉ xảy ra ở các thủy

vực bị nhiễm nƣớc thải và thƣờng không thấy các sông hồ và vùng biển sạch.

NH3 đƣợc hình thành trong quá trình amon hóa sẽ hòa tan vào trong muối hình

thành ion NH4+ cho đến khi cân bằng đƣợc thiết lập. Tỉ lệ giữa NH3 và NH4

+ trong

nƣớc phụ thuộc vào nhiệt độ và pH của môi trƣờng.

2.1.3. Quá trình nitrat hóa

Quá trình nitrát hoá là quá trình ôxy hoá sinh hoá nitơ của các muối amoni, đầu

tiên thành nitrit và sau đó thành nitrat dƣới tác dụng của vi sinh vật hiếu khí trong điều

kiện thích ứng [43]. Hai nhóm vi khuẩn quan trọng trong quá trình nitrat hoá là



Nitrosomonas và Nitrobacter. Ngoài ra còn có : Nitrosospira, Nitrosolobus và

Nitrosovibrio cũng là vi khuẩn nitrat hoá.

Các nhóm vi khuẩn này là những sinh vật tự dƣỡng hiếu khí, chúng lấy năng

lƣợng từ sự oxi hoá hợp chất nitơ vô cơ và sử dụng CO2 để tổng hợp sinh khối. Mỗi

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

Nitrosolobus và Nitrosovibrio có thể oxi hoá NH3 thành NO2- nhƣng không thể oxi hoá

hoàn toàn thành NO3-. Trong khi đó, Nitrobacter lại chỉ oxi hoá NO2

- thành NO3

-.

Trái với những vi sinh vật dị dƣỡng, vi khuẩn nitrat hoá tự dƣỡng phát triển rất

chậm, tốc độ tăng trƣởng trên một đơn vị NH4+ hoặc NO2

- bị oxi hoá thấp. Thời gian

một thế hệ là 0,42,5 ngày đối với Nitrosomonas và 0,31,5 ngày đối với Nitrobacter.

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

với Nitrobacter. Nhƣng cũng giống nhƣ các vi sinh vật khác, vi khuẩn nitrat hoá có thể

sinh trƣởng ở tốc độ cực đại khi điều kiện môi trƣờng là tối ƣu và không có các chất

độc.

Gần đây hàng loạt các loại vi khuẩn dị dƣỡng có khả năng oxi hóa NH4+ và các

hợp chất nitơ hữu cơ thành NO2-, NO3

- đã đƣợc công bố. Ví dụ: Methylococcus

capsulata, Methylomonas methanica, Methylosinus trichosporium, Pseudomonas

methanicus, Thiosphaera pantotropha, Thiobacilus novellus ...

Các số liệu thu đƣợc gần đây cho thấy quá trình nitrat hóa nhờ các vi khuẩn dị

dƣỡng có tầm quan trọng đặc biệt bởi nó dễ sinh trƣởng và phát triển ở mọi loại môi

trƣờng, kể cả nơi giàu hay nghèo chất hữu cơ. Mặc dù khả năng oxi hóa NH4+ của các

vi khuẩn dị dƣỡng nhỏ hơn từ 103- 10

4 khả năng oxi hóa NH4

+ của các vi khuẩn tự

dƣỡng, song bù lại chúng lại có khả năng phát triển nhanh hơn rất nhiều lần. Hơn nữa

ngoài khả năng oxi hóa NH4+, các vi khuẩn dị dƣỡng còn có cả enzim khử nitrat (nitrat

reductaza) thành N2 ngay cả trong điều kiện có O2 bởi vậy chúng cũng là các vi khuẩn

lý tƣởng trong xử lý ô nhiễm môi trƣờng do NH4+, NO2

-, NO3

-.

Có 2 điều kiện cần phải đƣợc đáp ứng để quá trình nitrat hoá có thể xảy ra. Thứ

nhất, tuổi bùn phải đủ cao để ngăn sự rửa trôi của bùn theo nƣớc trong hệ thống bùn

hoạt tính. Thứ hai, thời gian tiếp xúc giữa vi khuẩn và amoni phải đủ dài. Ngoài ra, các

yếu tố nhƣ DO, pH, nhiệt độ... cũng ảnh hƣởng tới quá trình. Vì vậy, để quá trình nitrat



hoá đạt hiệu quả cao, cần tạo đƣợc môi trƣờng thích hợp cho sự phát triển của cả hai

nhóm vi khuẩn nitrat hoá.

Cơ chế của quá trình :

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

NH4+ + 1,5 O2 2H

+ + H2O + NO2

- (2.3)

NO2- + 0,5 O2 NO3 (2.4)

Giai đoạn đầu tiên (2.3) đƣợc gọi là quá trình nitrit hóa, giai đoạn tiếp theo

đƣợc gọi là giai đoạn nitrat hóa.

Năng lƣợng sinh ra từ phản ứng (2.3) và (2.4) tƣơng ứng đƣợc cung cấp cho

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

khoảng 5884 kcal/mol NH3, phản ứng (2.4) sinh ra 15,420,9 kcal/mol NH3. Do đó,

Nitrosomonas nhận đƣợc nhiều năng lƣợng hơn Nitrobacter.

Tổng hợp quá trình chuyển hoá NH4+ thành NO3

-.

NH4+ + 2 O2 = NO3 + 2 H + H2O (2.5)

Sử dụng công thức kinh nghiệm C5H7NO2 biểu diễn tế bào vi khuẩn đƣợc tổng

hợp, có thể kết hợp phƣơng trình oxi hóa NH4+

, NO2- với sự tạo thành Nitrosomonas

và Nitrobacter tƣơng ứng nhƣ phƣơng trình 2.6 và 2.7

15 CO2 + 13 NH4+ 10 NO2

- + 3 C5H7NO2 + 23 H

+ + 4 H2O (2.6)

5 CO2 + NH4+

+ 10 NO2- + 2 H2O 10 NO3

- + C5H7NO2 + H

+ (2.7)

Vì khuẩn nitrit hóa và nitrat hóa cũng chịu ảnh hƣởng từ điều kiện môi trƣờng

khác nhau, đây cũng là chìa khóa để phân tách 2 nhóm vi khuẩn này trong bể phản

ứng:[6]

o Ở nhiệt độ cao hơn 25oC, tốc độ sinh trƣởng của AOB cao hơn NOB. Cũng ở

nhiệt độ hơn 25oC, vi khuẩn AOB có ái lực với oxi cao hơn vi khuẩn NOB.

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

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

asNitrosomon

rNitrobacte

asNitrosomon

rNitrobacte



o Vi khuẩn AOB cũng chịu đƣợc nồng độ HNO2 cao hơn so với vi khuẩn NOB.

AOB chỉ bị ức chế ở nồng độ 0,2 – 2,8 mgN/l, trong khi đó NOB đã bị ức chế

khi nồng độ HNO2 đạt 0,06 – 0,83 mgN/lit.

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

o Ảnh hƣởng của nhiệt độ : Nhiệt độ tối ƣu cho quá trình sinh trƣởng của vi

khuẩn nitrat hoá là 28360C, trong đó khoảng nhiệt độ chấp nhận đƣợc là từ

5500C. Tuy nhiên, khi nhiệt độ nhỏ hơn 15

0C tốc độ nitrat hoá diễn ra chậm

và hầu nhƣ vi khuẩn nitrat hoá không còn sinh trƣởng ở nhiệt độ nhỏ hơn 40C.

Nhiệt độ quá cao làm biến tính protein, gây chết vi sinh vật. Khoảng nhiệt độ

gây chết vi khuẩn Nitrosomonas ~55 580 C .

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

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

đủ để sử dụng cho quá trình nitrat hoá. Trong hầu hết các hệ thống xử lý, oxi

còn đƣợc sử dụng để oxi hoá các chất khác ngoài NH3 trong nƣớc thải, do đó

tổng lƣợng oxi thực tế là cao hơn. Nồng độ oxi hoà tan có ảnh hƣởng quan

trọng tới tốc độ sinh trƣởng của vi khuẩn nitrat hoá và tốc độ quá trình nitrat

hoá trong hệ thống xử lý nƣớc thải sinh hoạt.

o Ảnh hƣởng của pH : Theo một số tài liệu, giá trị pH tối ƣu cho quá trình nitrat

hoá là trong khoảng 89. Thông thƣờng tốc độ quá trình nitrat hóa giảm khi pH

giảm. Bằng cách xác định tốc độ quá trình nitrat hóa, Meyerhof (1916) tìm thấy

pH tối ƣu cho hoạt động của Nitrosomonas là khoảng 8,58,8 và cho

Nitrobacter là 8,39,3. Hofman (1973) bằng cách tƣơng tự tìm thấy pH tối ƣu

cho cả hai loài vi khuẩn là 8,3 và xác định rằng tốc độ quá trình nitrat hóa gần

nhƣ bằng 0 ở pH bằng 9,6. Wild (1964) kết luận pH tối ƣu cho quá trình nitrat

hóa là 8,4 và trong khoảng từ 7,88,9 tốc độ quá trình nitrat đạt 90% tốc độ cực

đại. Trong điều kiện pH <7,0 hoặc > 8,9 tốc độ quá trình nitrat chỉ bằng 50%

tốc độ cực đại. Painter (1972) xác định quá trình nitrat hóa giảm khi pH < 6,7

và dừng hẳn khi pH trong khoảng 5-5,5. Các kết quả trên xác định trong trƣờng

hợp quá trình nitrat hóa đƣợc tiến hành riêng. Trong trƣờng hợp kết hợp quá

trình nitrat hóa và phản nitrat hóa thì pH tối ƣu là khoảng 78.



o Muối: Sự có mặt của muối có thể ảnh hƣởng đến vi khuẩn và ức chế hoạt tính

của chúng. Theo Moussa và cộng sự (năm 2006) hoạt tính của vi khuẩn nitrat

hóa sẽ bị giảm 95% ở nồng độ 40gCl-/l.

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

vô cơ cũng nhƣ các kim loại nặng. Theo Skinner và Walker (1961) thì vi khuẩn

oxi hóa NH4+ sẽ bị ức chế khi nồng độ niken đạt 0,25 mg/l, crom ở 0,25 mg/l

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

và FNA….

2.1.4. Quá trình phản nitrat

Phản nitrat là quá trình khử NO3- thành khí N2 theo 4 giai đoạn nhƣ sau : NO3

-

→ NO2- → NO (k) → N2O (k) → N2(k)

Trong đó NO2- , NO , N2O là sản phẩm trung gian và mỗi giai đoạn của quá

trình đƣợc xúc tác bởi 1 hệ enzym khác nhau. Quá trình này còn đƣợc gọi là quá trình

dị hoá .

Khác với quá trình nitrat hoá, số lƣợng vi khuẩn có thể thực hiện quá trình phản

nitrat hoá tƣơng đối phong phú. Có ít nhất 14 chủng vi khuẩn đƣợc biết là có khả năng

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

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

chúng có thể sử dụng O2 hoặc NO3- làm chất nhận điện tử cuối cùng trong quá trình hô

hấp, trƣờng hợp vi khuẩn sử dụng oxi làm chất nhận điện tử trong quá trình hô hấp gọi

là hô hấp hiếu khí , còn trƣờng hợp vi khuẩn sử dụng NO3- hoặc NO2

- gọi là hô hấp

thiếu khí . Cơ chế của 2 quá trình là tƣơng tự nhau, sự khác nhau duy nhất giữa hô hấp

hiếu khí và hô hấp thiếu khí là enzym xúc tác cho sự vận chuyển điện tử. O2 phải đƣợc

loại trừ để tạo điều kiện cho quá trình phản nitrat diễn ra . Nếu cả O2 và NO3- cùng có

mặt thì vi sinh vật sẽ sử dụng O2 làm chất nhận điện tử do hô hấp hiếu khí sinh ra

nhiều năng lƣợng hơn hô hấp thiếu khí.

Các vi sinh vật cần nitơ để tổng hợp protein, nguồn nitơ vi sinh vật có thể sử

dụng trực tiếp trong tổng hợp là NH4+. Trong trƣờng hợp không sẵn có nguồn NH4

+,

một số vi sinh vật có khả năng khử NO3- thành NH4

+ để sử dụng. Khi đó một phần



nitơ đã đƣợc chuyển vào trong tế bào, quá trình khử nitơ kiểu này đƣợc gọi là ―khử

nitrat do đồng hoá ―.

Phần lớn vi khuẩn phản nitrat là vi khuẩn dị dƣỡng tức là chúng cần nguồn

cacbon hữu cơ để tổng hợp tế bào, chỉ có một số ít vi khuẩn khử nitrat là vi khuẩn tự

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

denitrificans có khả năng oxi hoá lƣu huỳnh nguyên tố lấy năng lƣợng và sử dụng

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

Cơ chế của quá trình :

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

sử dụng. Với NO3- là chất nhận điện tử và nguồn Cacbon là metanol , axit acetic ,

mêtan và nƣớc thải ta có các phản ứng 2.8, 2.9, 2.10 và 2.11.

6 NO3- + 5 CH3OH → 3 N2 + 5 CO2 +7 H2O + 6OH

- (2.8)

8 NO3- + 5 CH3COOH → 4 N2 + 10 CO2 + 6 H2O + 8OH

- (2.9)

8 NO3- + 5 CH4 → 4 N2 + 5 CO2 + 6 H2O + 8 OH

- (2.10)

10 NO3- + C10H19O3N → 5 N2 + 10 CO2 + 3 H2O + NH3 +10 OH

- (2.11)

Sự trao đổi điện tử trong quá trình thể hiện ở 2 phƣơng trình 2.12 và 2.13

NO3- + 6 H

+ +5 e- → 0,5 N2 + 3 H2O (2.12)

5 CH3OH + 5 H2O → 5 CO2 + 30 H+ + 30 e

- (2.13)

Rõ ràng NO3- nhận điện tử và bị khử thành N2, nguồn cacbon trong trƣờng hợp

này là metanol bị mất điện tử và đƣợc oxi hoá thành CO2. OH- sinh ra trong phƣơng

trình trên kết hợp với CO2 tạo thành HCO3- :

OH- + CO2 → HCO3

- (2.14)

Khi đó các phản ứng đồng hoá và dị hoá nitơ là nhƣ sau:

o Dị hóa nitơ :

Khử NO3- thành NO2

- : 3NO3

- + CH3OH → 3NO2

- + H2O + H2CO3

(2.15)

Khử NO2- thành N2 :2NO2

- + CH3OH + H2CO3 → N2 + 2HCO3

- +2H20 (2.16)



Khử NO3-

thành N2 : 6NO3-+5CH3OH+H2CO3 → 3N2+8H2O + 6HCO3

-

(2.17)

o Đồng hoá nitơ :

14CH3OH + 3NO3- + 4H2CO3→ 3C5H7NO2 + 20H2O + 3HCO3

- (2.18)

Phản ứng kết hợp 2 quá trình đồng hoá và dị hoá :

NO3-+1,08CH3OH+0,24H2CO3→0,056C5H7NO2+0,47N2+1,68H2O+HCO3

- (2.19)

NO2- + 0,53H2CO3 + 0,67CH3OH → 0,04C5H7 NO2 + 1,23H2O+ 0,48N2+ HCO3-

(2.20)

Trƣờng hợp có mặt oxi vi khuẩn sẽ ƣu tiên sử dụng oxi làm chất nhận điện tử,

phản ứng xảy ra :

O2 + 0,93 CH3OH + 0,056 NO3- →

0,056 C5H7NO2+1,04H2O+ 0,59 H2CO3 + 0,056 HCO3- (2.21)

Theo lý thuyết lƣợng metanol cần thiết để khử NO3- trong trƣờng

hợp không kể

đến tổng hợp tế bào là 1,9 mg CH3OH/mg NO3-. Nếu kể cả tổng hợp tế bào, lƣợng

metanol cần thiết tăng lên là 2,47 mg CH3OH/mg NO3- .

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

o Ảnh hƣởng của DO : Quá trình phản nitrat hoá xảy ra khi NO3- đƣợc vi sinh

vật sử dụng làm chất nhận điện tử trong phản ứng oxi hoá chất hữu cơ thu năng

lƣợng. Nếu trong môi truờng có oxi, vi sinh vật sẽ ƣu tiên sử dụng oxi làm chất

nhận điện tử, khi đó quá trình phản nitrat bị cản trở. Nhiều nghiên cứu đã chỉ ra

rằng nồng độ oxi hoà tan là 12 mg/l không ảnh hƣởng tới quá trình phản nitrat

trong hệ thống lọc sinh học nhƣng trong hệ thống bùn hoạt tính thì nồng độ oxi

hoà tan nên nhỏ hơn 0,3 mg/l .

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

535oC . Nhiều loài vi khuẩn phản nitrat dễ thích nghi với sự thay đổi nhiệt độ.

Do đó, điều quan trọng là xem xét sự khác nhau giữa ảnh hƣởng của nhiệt độ

trong thời gian dài và thời gian ngắn tới quá trình phản nitrat. Tốc độ tăng



trƣởng của vi sinh vật và tốc độ khử nitrat đều chịu ảnh hƣởng tác động của

nhiệt độ. Cần phân biệt 2 dạng phản ứng đối với nhiệt độ trong quá trình phản

nitrat. Dạng phản ứng thứ nhất là phản ứng nhiệt độ tức thời, có thời gian phản

ứng thƣờng nhỏ hơn so với phản ứng nhiệt độ lâu dài . Phản ứng nhiệt độ lâu

dài là hỗn hợp của phản ứng tức thời và sự thích nghi của vi sinh vật .

o Ảnh hƣởng của nồng độ cacbon: Ảnh hƣởng của nồng độ cacbon tới tốc độ

phản nitrat đƣợc mô tả bằng phƣơng trình động học Monod sử dụng metanol

làm nguồn cung cấp cacbon, phƣơng trình nhƣ sau :

= (2.22)

M : nồng độ metanol , mg/l .

KM: Hằng số bán tốc độ . Giá trị của KMthƣờng rất thấp, thƣờng

chấp nhận là : 0,1mg/l metanol .

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

vi khuẩn phản nitrat không hoạt động. Nhiều nghiên cứu khác nhau chỉ ra các

giá trị pH tối ƣu cho quá trình phản nitrat khác nhau, nhƣng phần lớn nghiên

cứu đều cho thấy rằng tốc độ phản nitrat có giá trị cao nhất trong khoảng 7,0

7,5. Tác động của pH tới quá trình phản nitrat cũng phụ thuộc vào thời gian

tác động. Trong quá trình kết hợp nitrat hoá - phản nitrat, pH thƣờng ổn định do

quá trình nitrat sinh ra axit nhƣng đƣợc trung hoà bởi kiềm do quá trình phản

nitrat hoá sinh ra.

o Kim loại nặng và hợp chất hữu cơ: vi sinh vật khử nitrat thông thƣờng ít chịu

ảnh hƣởng bởi chất độc hơn vi khuẩn nitrat hóa. Và sự phục hồi sau khi bị sốc

bởi chất độc của vi khuẩn khử nitrat cũng nhanh hơn so với vi khuẩn nitrat hóa

2.1.5. Quá trình anammox

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

đã cho thấy rằng quá trình nitrat hoá và khử nitrat không phải là cơ chế duy nhất cho

quá trình khử nitơ trong nƣớc thải. Đến năm 1995, Mulder và các cộng sự đã tìm ra

một cơ chế khác của quá trình khử nitơ và gọi tên là anammox với chủng vi khuẩn chủ

d MK

M

M

d *

max,



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

anammoxidans và Kuenenia stuttgartiensis.

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

Cơ chế của quá trình là phản ứng oxy hóa kị khí amoni, trong đó amoni bị oxi

hóa bởi nitrit để tạo thành nitơ tự do, không cần cung cấp chất hữu cơ cho quá trình

phân hủy sinh học này.

Quá trình khử nitơ trong nƣớc thải bằng hệ vi khuẩn anammox có thể biểu diễn

nhƣ hình 2.3.

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

Phản ứng có thể biễu diễn nhƣ sau:

NH4+ + NO2

- N2 + 2H2O (2.23)

NH4+ + 1,32NO2

- + 0,066HCO3

-



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

Đặt điểm của vi khuẩn anammox

o Vi khuẩn anammox có màu nâu đỏ.

o Thời gian nhân đôi khoảng 10,6 ngày.

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

o Hoạt tính của anammox bị ảnh hƣởng khi tiếp xúc với ánh nắng mặt trời,

giảm từ 30 – 50% hoạt tính.

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

43oC, nhiệt độ tối ƣu là 40

oC.

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

o Anammox là vi khuẩn kị khí, vì vậy trong môi trƣờng có nồng độ oxi

hóa tan lớn hơn 0,5% thì hoạt tính của anammox bị ức chế.

o Vi khuẩn anammox là nhóm vi khuẩn tự dƣỡng, chúng không dùng

nguồn cacbon hữu cơ (COD) để phát triển.

o Tỉ lệ NH4-N/NO2-N và nồng độ của NO2-N cũng ảnh hƣởng đến quá

trình anammox. Tỉ lệ NH4-N/NO2-N phải là 1/1,32 theo lý thuyết. Tuy

nhiên, theo thí nghiệm của Van Hulle và cộng sự (2003) cho thấy tỉ lệ

này có thể thay đổi từ 0,5 – 1,5. Theo Strous và cộng sự (1999), thì quá

trình anammox không thể hoạt động khi nồng độ NO2-N lớn hơn

100mg/l.

o Vi khuẩn anammox bị ức chế khi nồng độ NO2-N vƣợt quá 70 mg/lit

trong vài ngày (theo van Dongen et al, 2001). Theo báo cáo của Fux et

al (2004) hoạt tính của anammox bị ức chế nghiêm trọng khi nồng độ

nitrit đạt 30 – 50 mg NO2-N /lit trong 6 ngày.

Quá trình anammox đƣợc xem nhƣ là một quá trình ―đáng giá‖ cho việc ứng

dụng công nghệ xử lý sinh học để xử lý nitơ trong nƣớc thải, đặc biệt là nitơ có nồng

độ cao với hàm lƣợng BOD thấp. Công nghệ anammox có các ƣu điểm nổi bật so với

công nghệ nitrat hóa/khử nitrat là:

o Tiết kiệm năng lƣợng cung cấp oxi

o Giảm đáng kể lƣợng bùn sinh ra cần xử lý



o Không phải cung cấp lƣợng cacbon hữu cơ nhƣ quá trình khử nitrat.

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

o Khả năng xử lý đƣợc nƣớc thải có hàm lƣợng nitơ cao.

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

mạnh).

Tuy nhiên quá trình anammox cũng có những nhƣợc điểm là hệ vi khuẩn này

sinh trƣởng chậm nên rất khó làm giàu, nuôi cấy, khởi động hệ thống.

2.2 Tác hại của nitơ

2.2.1 Tác hại đối với con ngƣời

Trong các dạng tồn tại của nitơ thì dạng nitrit và nitrat là chất độc, ảnh hƣởng

rất lớn đến sức khỏe con ngƣời cũng nhƣ môi trƣờng. Nitrat tạo ra chứng thiếu vitamin

và có thể kết hợp với các amin để tạo thành nitrosamin là nguyên nhân gây ung thƣ ở

ngƣời cao tuổi. Trẻ sơ sinh đặc biệt nhạy cảm với nitrat. Nitrit còn nguy hiểm hơn

nitrat, khi tác dụng với các amin hay alkyl cacbonat trong cơ thể, chúng có thể tạo

thành các hợp chất chứa nitơ gây ung thƣ. Trong cơ thể nitrit có thể oxi hóa sắt II ngăn

cản quá trình hình thành Hb, làm giảm lƣợng oxi trong máu, từ đó gây ngạt, buồn nôn,

khi nồng độ cao sẽ dẫn đến tử vong.

2.2.2 Tác hại nitơ đối với môi trƣờng

Sự có mặt của nitơ trong nƣớc thải có thể gây ra nhiều ảnh hƣởng xấu đến hệ

sinh thái. Khi nƣớc thải chứa nhiều amoniac có thể gây độc cho cá và hệ động vật thủy

sinh trong nƣớc. Nitơ trong nƣớc thải cao, chảy vào sông, hồ làm tăng hàm lƣợng chất

dinh dƣỡng, gây ra sự phát triển mạnh mẽ của các loại thực vật phù du nhƣ rêu, tảo. Sự

phát triển nhanh chóng của tảo sẽ làm mất cân bằng sinh thái tại khu vực, phá vỡ chuỗi

thức ăn, giảm chất lƣợng nƣớc, phá hoại môi trƣờng thủy vực, sự phân hủy tảo chết đi

sẽ sinh ra nhiều chất độc nhƣ NH4+, H2S, CO2, CH4… tiêu diệt nhiều loài sinh vật

trong nƣớc. Hiện tƣợng đó gọi là phú dƣỡng nguồn nƣớc.

2.3. Nguồn gốc phát sinh nitơ

Nitơ đƣợc phát sinh chủ yếu trong các loại nƣớc thải nhƣ: nƣớc thải sinh hoạt,

nƣớc thải công nghiệp, nƣớc thải từ chăn nuôi, nƣớc thải rỉ rác, nƣớc từ quá trình xử lý



bùn. Mỗi loại nƣớc thải có chứa hàm lƣợng amoni khác nhau. Và trong mỗi loại nƣớc

thải có sự dạo động khá lớn của nó, tùy thuộc vào điều kiện tự nhiên, kinh tế, xã hội….

Nồng độ trong nƣớc rỉ rác dao động từ 500 – 3000 mg/l, sản xuất tinh bột từ 800 –

1100mg/l, nƣớc thải đô thị khoảng 100mg/l, nƣớc thải chăn nuôi heo từ 115 – 175

mg/l, phân hủy bùn từ 100 – 2000mg/l, nƣớc thải lên men từ 180 – 450 mg/l, sản xuất

phân bón và các sản phẩn nông nghiệp khác từ 500 – 1000mg/l.[24]

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

cá, nƣớc từ bể phốt, từ khách sạn, nhà hàng, các dịch vụ công cộng nhƣ thƣơng mại,

bến tàu xe, bệnh viện, trƣờng học, khu du lịch, vui chơi, giải trí. Chúng thƣờng đƣợc

thu gom vào các kênh dẫn thải. Hợp chất nitơ trong nƣớc thải bao gồm amoniac,

protein, peptit, axit amin cũng nhƣ các thành phần khác trong chất thải rắn và lỏng.

Trong nƣớc thải sinh hoạt, nồng độ nitơ không cao so với một vài loại nƣớc thải khác.

Trong nƣớc thải sinh hoạt nitơ tồn tại dƣới dạng vô cơ (65%) và hữu cơ (35%). Nguồn

nitơ chủ yếu là từ nƣớc tiểu. Mỗi ngƣời trong một ngày xả vào hệ thống thoát nƣớc 1,2

lít nƣớc tiểu, tƣơng đƣơng với 12g nitơ tổng số. Trong số đó nitơ trong urê (-

CO(NH3)2) là 0,7g, còn lại là nitơ ở dạng khác. Bảng 2.1 thể hiện hàm lƣợng nitơ trong

nƣớc thải sinh hoạt

Bảng 2.1 Thành phần nước thải sinh hoạt [2]

Thành phần Đơn vị Nồng độ

Khoảng Đặc trƣng

Chất rắn mg/l 350 – 12000 700

Cặn không tan mg/l 100 – 350 210

BOD mg/l 110 – 400 210

COD mg/l 250 – 1000 500

Nitơ tổng (N) mg/l 20 – 85 35

NH3-N mg/l 12 – 50 22

Nitơ trong nƣớc thải công nghiêp từ sản xuất công nghiệp liên quan đến chế

biến thực phẩm, sản xuất phân bón, đặc biệt chế biến mủ cao su, chế biến tơ tằm thuộc



da…. Chế biến thực phẩm thải một lƣợng đáng kể hợp chất chứa nitơ liên quan đến

loại thực phẩm chứa nhiều đạm: chế biến thủy hải sản, giết mổ và sản xuất thức ăn từ

các loại thịt, sữa, đậu, nấm… Nƣớc thải từ khâu giết mổ chứa một lƣợng máu, mỡ,

phân cùng các mảnh thịt vụn, nƣớc thải từ khâu giết mổ đƣợc thu gom cùng với nƣớc

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

ra lƣợng khá lớn hợp chất hữu cơ chứa nitơ, các hợp chất này dễ bị thủy phân trong

môi trƣờng và tạo ra amoniac. Nồng độ hợp chất nitơ trong nƣớc thải công nghiệp

cũng biến động rất mạnh, không chỉ trong mùa vụ mà cả trong từng ngày, nhất là đối

với các cơ sở chế biến thực phẩm sản xuất đồng thời nhiều loại sản phẩm. Bảng 2.2

cho thấy hàng lƣợng nitơ trong từng loại nƣớc thải khác nhau.

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

nước thải công nghiệp[2]

Nguồn Nồng độ nitơ tổng (mg/l)

- Giết mổ 115

- Chế biến thịt 76

- Chế biến

+ Cá da trơn

+ Cua

+ Tôm

+ Cá

33

94

215

30

- Chế biến rau, quả, đồ uống 4

- Chế biến tinh bột 21

- Rƣợu vang 40

- Hóa chất, phân bón

+ NH3-N

+ NO3—

N

1270

550

Nƣớc thải chăn nuôi heo là một trong những loại nƣớc thải gây ô nhiễm môi

trƣờng nghiêm trọng. Đây là nguồn nƣớc thải không an toàn vì chứa hàm lƣợng lớn

các chất ô nhiễm nhƣ hữu cơ, các hợp chất nitơ, lƣu huỳnh, trứng giun sán…. Thành



phần nƣớc thải chăn nuôi heo giao động khá lớn, tùy thuộc vào điều kiện chăm sóc và

vệ sinh của mỗi cơ sở chăn nuôi, nhöng thöôøng thì nöôùc thaûi chaên nuoâi heo coù haøm

löôïng chaát höõu cô khaù cao: SS:180 – 1248 mg/l; COD: 500 – 3000; BOD: 300 –

2100 mg/l; NH4

+: 15- 865mg/l; Escherichia Coli: 15.10

5 – 68,3.10

7 MPN/ 100ml;

Steptococcus Faecalis 3.102 – 3,5.10

3 MPN/ 100ml; Clostridium Perfringens: 50 –

160 teá baøo/ 100ml. Nhìn chung, nƣớc thải từ trang trại chăn nuôi heo chứa hạm

lƣợng nitơ khá cao. Mặc dù nƣớc thải chăn nuôi heo gây ô nhiễm môi trƣờng rất lớn

nhƣng hầu hết các cơ sở chăn nuôi nhỏ hiện nay đều chƣa có hệ thống xử lý thích hợp

và hoạt động chƣa hiệu quả. Nguyên nhân của việc trên là do ý thức của các quản lý ở

các xí nghiệp chăn nuôi chƣa coi trọng vấn đề xử lý nƣớc thải chăn nuôi heo. Vì vậy,

cần có một chế tài phù hợp nhằm bảo đảm nƣớc thải chăn nuôi heo đƣợc xử lý trƣớc

khi thải vào nguồn tiếp nhận.

Nƣớc rỉ rác cũng là nguồn phát sinh nƣớc ô nhiễm chứa nitơ khá cao. Thành

phần hữu cơ chứa nitơ trong rác chủ yếu là protein và một lƣợng nhỏ hơn các hợp chất

axit nucleic, chitin, urê, các sản phẩm phân hủy từ thức ăn, xác động vật. Trong quá

trình phân hủy yếm khí, protein và các hợp chất chứa nitơ bị thủy phân bởi enzym do

vi sinh yếm khí và một phần hiếu khí tạo ra axit amin và tiếp tục thành amoni và

cacbon dioxit cùng với axit dễ bay hơi. Một lƣợng không lớn axit amin, amoni đƣợc vi

sinh vật sử dụng để cấu tạo tế bào, lƣợng còn dƣ tồn tại trong nƣớc rác. Tùy vào tuổi

của nƣớc rỉ rác mà thành phần nƣớc rỉ rác có khác nhau. Nƣớc rỉ rác củ có hàm lƣợng

COD rất thấp và nitơ khá cao, bởi vì, theo thời gian, COD trong nƣớc rỉ rác đƣợc vi

sinh vật phân hủy hết, đồng thời, vi sinh vật cũng phân hủy các protein, thành axit

amin, rồi axit amin thành NH4+, NH4

+ trong nƣớc rỉ rác tăng lên theo thời gian. Hợp

chất nitơ trong các hồ gồm có: chất hữu cơ chứa nitơ, amoni, nitrit, nitrat dạng tan

trong nƣớc và trong cấu trúc tế bào của vi sinh vật và tảo. Trong hồ yếm khí, hợp chất

nitơ tồn tại chủ yếu ở dạng amoni, một phần nằm trong tế bào của vi sinh vật yếm khí.

Do không tách đƣợc sinh khối ra khỏi nƣớc nên khi phân hủy, amoni đƣợc ―trả lại‖

hầu nhƣ trọn vẹn trong môi trƣờng nƣớc.



2.4 Các công nghệ xử lý nitơ

Nitơ trong nƣớc thải có thể xử lý bằng các phƣơng pháp sau: phƣơng pháp vật

lý, hóa học, và sinh học. Trong giới hạn luận văn chỉ đi sâu vào phƣơng pháp sinh học.

Công nghệ xử lý nitơ bằng phƣơng pháp sinh học có thể chia thành các nhóm sau:

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

- Quá trình nitrit hóa – khử nitrit.

- Nhóm công nghệ dựa trên quá trình anammox.

2.4.1 Công nghệ xử lý truyền thống

Đây là công nghệ dựa trên quá trình nitrat hóa và khử nitrat. Hệ thống xử lý

nitơ truyền thông dựa trên 2 giai đoạn nitrat hóa và khử nitrat. Giai đoạn nitrat hóa,

amoni trong nƣớc thải đƣợc oxi hóa thành nitrat thông qua 2 bƣớc: nitrit hóa

(nitritation) và oxi hóa nitrit thành nitrat (nitratation). Giai đoạn này xảy ra trong điều

kiện hiếu khí. Cơ chế của quá trình đã đƣợc trình bày ở phần 2.1.3. Phản ứng tổng thể

của giai đoạn này đƣợc mô tả nhƣ sau:

(2.25)

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

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

thuộc chi Nitrosomonas và một số chi tƣơng tự nhƣ Nitrosococcus, Nitrosospia,

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

hữu cơ từ nguồn cacbon vô cơ.

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

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

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

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

bào.

Giữa các vi khuẩn AOB và NOB có sự khác biệt trong điều kiện sinh trƣởng và

phát triển, vì vậy, ta có thể chọn lọc, tạo điều kiện cho một loại phát triển ƣu thế hơn.

Ví dụ nhƣ ở nhiệt độ thấp thì tốc độ sinh trƣởng của AOB nhỏ hơn NOB, ở nhiệt độ



cao (trên 25oC), AOB có ái lực oxi thấp hơn NOB (0,63 mg O2/l so với 1,32 mg O2/l)

nên ở điều kiện hạn chế oxi thì AOB sẽ chiếm ƣu thế.

Giai đoạn khử nitrat, đây là giai đoạn mà nitrat bị khử về nitrit rồi thành khí

nitơ. Giai đoạn này xảy ra trong điều kiện kị khí. Những vi sinh vật tham gia vào quá

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

khuẩn dị dƣỡng, vì vậy chúng cần chất hữu cơ để xây dựng tế bào. Các chất hữu cơ

thƣờng sử dụng là methanol, ethanol. Acetate, glucose…. Hay chính các chất hữu cơ

trong nƣớc thải. Ở điều kiện kị khí, nitrat và nitrit là chất nhận điện tử thay vì oxi trong

điều kiện hiếu khí. Cơ chế của giai đoạn khử nitrat đã đƣợc trình bày ở phần 2.1.4

Phản ứng tổng thể cho giai đoạn khử nitrat có tính đến sự đồng hóa nitơ cho sự

sinh trƣởng và phát triển của tế bào đƣợc mô tả nhƣ sau:

Mặc dù phát triển từ lâu và hiện vẫn đang còn ứng dụng rộng rải. Tuy nhiên, hệ

thống nitrat hóa – khử nitrat bộc lộ nhiều hạn chế nhƣ cần bổ sung nguồn cacbon cho

quá trình xử lý. Vì vậy, rất khó khi áp dụng xử lý nƣớc thải có hàm lƣợng nitơ cao mà

cacbon thấp nhƣ nƣớc rỉ rác, nƣớc từ bể phân bủy bùn, bể biogas…

Trong nhiều năm qua, đã có những nghiên cứu nhằm cải tiến kỹ thuật nitrat hóa

– khử nitrat, chủ yếu là làm tăng hiệu quả xử lý ở các giai đoạn, hạn chế sử dụng

nguồn cacbon bên ngoài mà tận dụng nguồn cacbon trong nƣớc thải. Tuy nhiên về cơ

bản, nó vẫn là sự kết hợp của 2 quá trình hiếu khí và thiếu khí dựa vào 2 nhóm vi

khuẩn tự dƣỡng và dị dƣỡng.

2.4.2 Công nghệ Sharon

SHARON (viết tắt của Single reactor system for High-rate Ammonium

Removal Over nitrite) là hệ thống đƣợc phát triển để xử lý nitơ trong nƣớc loại ra khi

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

25oC), các vi khuẩn oxy hoá amoni (AOB) sẽ sinh trƣởng nhanh hơn các vi khuẩn oxy

hoá nitrit (NOB), nguyên tắc của hệ thống này là chọn thời gian lƣu thuỷ lực (HRT) đủ

ngắn và vận hành ở nhiệt độ cao để cho NOB bị rửa trôi khỏi bể phản ứng và quá trình



oxy hoá amoni chỉ dừng ở nitrit. Sau đó, nitrit đƣợc vi khuẩn thiếu khí dị dƣỡng sử

dụng nhƣ là một chất nhận điện tử để sinh trƣởng và phát triển, từ đó giải phóng nitơ

phân tử. Metanol đƣợc dùng làm nguồn cacbon cho khử nitrit. Mô hình SHARON

đƣợc trình bày ở hình 2.4

Hình 2.4 Mô hình xử lý nitơ bằng SHARON

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

nhiệt độ 30-40oC; pH từ 7,0 đến 8,0 và HRT 1,5 ngày. Bể đƣợc vận hành theo các chu

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

2.4.3. Công nghệ dựa trên quá trình anammox

Từ những năm 1995, phản ứng chuyển hóa hợp chất nitơ mới cả về lý thuyết và

thực nghiệm đã đƣợc phát hiện trong nƣớc thải. Đó là phản ứng oxy hóa amoni trong

điều kiện kị khí (Anaerobic Ammonium Oxidation – ANAMMOX) để tạo thành nitơ

phân tử mà không cần cung cấp chất hữu cơ, chất dinh dƣỡng. Bản chất của quá trình

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

tử để tạo thành nitơ phân tử. Đây là quá trình oxy hóa amoni bởi nitrit xảy ra trong

điều kiện không có oxy theo tỷ lệ giữa amoni và nitrit gần bằng 1:1, cơ chế sinh hóa

dựa vào sự cân bằng sinh khối trong quá trình làm giàu anammox đƣợc thiêt lập cụ thể

sau:



Trong đó quá trình khử amoni trong điều kiện kỵ khí xảy ra trong điều kiện tự

dƣỡng mà NO2- đóng vài trò không thể thiếu trong quá trình thực hiện sự chuyển hóa

chất dinh dƣỡng. Đây là một chu trình sinh học của nitơ, nó cùng với quá trình nitrat

hóa, khử nitrat và cố định nitơ, tạo nên một chu kì khép kín của nitơ.

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

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

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

tắc, vi khuẩn anammox tồn tại trong môi trƣờng tự nhiên của các hệ xử lý nƣớc thải có

nồng độ ammonium cao, nhƣng việc làm giàu, nuôi cấy khó khăn do sinh trƣởng

chậm, do đó, việc làm giàu sinh khối là rất cần thiết đối với các hệ xử lý chuyên biệt.

Cơ chế của quá trình anammox cũng nhƣ đặc điểm của vi khuẩn anammox đã đƣợc

trình bày ở 2.1.5

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

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

phản ứng

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

- Kết hợp giữa quá trình khử nitrat và anammox.

2.4.3.1 Công nghệ Sharon – Anammox

Sharon đƣợc viết tắt từ cụm từ ―single Reactor system for High Activity

Ammonia Removal Over Nitrte‖. Sharon – Anammox là sự lai hợp giữa 2 quá trình xử

lý ammonium bằng Sharon và anammox.

Bể phản ứng sharon có thể tiếp nhận dòng vào với nƣớc thải có nồng độ nitơ

cao và dòng ra có tỷ lệ tổng nitơ amoni và nitrit là 1:1, tùy thuộc vào tỷ lệ giữa tổng

amoni và tổng cabon vô cơ trong dòng vào của bể phản ứng sharon (Van Hulle, 2003).

Dòng ra của bể phản ứng sharon tiếp theo đƣợc chuyển đến bể phản ứng anammox, tại

đây những thành phần còn lại của Amoni trong nƣớc thải sẽ bị oxy hóa thiếu khí với

chất nhận electron là NO2- (Jetten, 1999) và sản phẩm là N2 tự do. Mô hình của bể

phản ứng Sharon – Anammox đƣợc trình bày ở hình 2.5



Hình 2.5 Mô hình Sharon - Anammox

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

Quá trình này có nhiều tên gọi khác nhau nhƣ deammonification, CANON

(completely Autotrophic Nitrgen removal Over nitrite), SNAP (Single – stage

Nitrogen removal using the anammox and Partail nitritation), OLAND (the Oxygen

Limited Auntotrophic nitritfication Denitrification),…. Nhƣng bản chất của chúng vẫn

là ứng dụng nitrit hóa bán phần và anammox trong một bể phản ứng để xử lý nitơ. Để

tránh nhầm lẩn, công nghệ ứng dụng quá trình này sẽ đƣợc gọi tên chung là

Deammonification.

Deammonification dựa trên sự cân đối của sự tồn tại và hợp tác của vi khuẩn

AOB và anammox trong một bể phản ứng. Nó có thể đƣợc thực hiện dƣới điều kiện

oxi hạn chế để tránh sự ức chế của vi khuẩn anammox và đồng thời lƣợng oxi đủ để

tạo điều kiện cho AOB phát triển tốt nhất. Những hệ thống có thể đáp ứng đƣợc quá

trình này thƣờng là các loại bể phản ứng có sử dụng giá thể, bể phản ứng hoạt động

theo mẽ, bùn hạt…[33]

Với quá trình này, trong bể phản ứng, một phần NH4+ sẽ bị vi khuẩn AOB oxi

hóa và chuyển thành nitrit. Sau đó, nitrit cùng với NH4+ đƣợc chuyển hóa thành khí

nitơ nhờ vi khuẩn anammox. Trong trƣờng hợp này, nitrit sẽ là chất nhận điện tử cho

quá trình oxi hóa NH4+. Trong bể phản ứng, cả quá trình nitrit hóa bán phần và quá

trình anammox đƣợc diễn ra lần lƣợt.

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



1,3 NH4+

+ 1,95 O2 2,6 H+

+ 1,3 NO2-

+ 1,3 H2O (2.28)

Giai đoạn sau, tạo các yếu tố thích hợp cho vi khuẩn anammox phát triển để

khử amoni và nitrit thành khí nitơ

1 NH4+

+ 1,32 NO2- 1,02 N2 + 0,26 NO3

- + 2 H2O (2.29)

Tổng hai phƣơng trình phản ứng đƣợc thể hiện qua phƣơng trình 2.30

Nhƣ vậy, quá trình tạo ra H+ (hay tiêu thụ kiềm), vì vậy, quá trình này rất phù

hợp cho xử lý nƣớc thải có đủ lƣợng kiềm để chịu đƣợc khả năng giảm pH và cung

cấp đủ kiềm cho toàn bộ quá trình. Những nƣớc thải đáp ứng đƣợc yêu cầu này thƣờng

là nƣớc thải đƣợc tách ra từ quá trình phân hủy bùn kị khí nhƣ nƣớc rỉ rác lâu năm,

nƣớc sau bể biogas…

Việc có mặt hoặc có hoạt tính của vi khuẩn NOB trong bể phản ứng cần phải

đƣợc ngăn chặn nhằm tránh sự oxi hóa nitrit thành nitrat nhằm đạt đến hiệu quả cao

nhất của mô hình. Để ức chế vi khuẩn NOB và tạo điều kiện cho AOB phát triển,

ngƣời ta có thể dựa vào những đặt điểm phát triển khác nhau của 2 nhóm vi khuẩn này

nhƣ nồng độ oxi hòa tan, nhiệt độ, pH, amonia tự do (FA), thời gian lƣu bùn… Nồng

độ oxi tối ƣu trong các loại bể phản ứng có thể khác nhau với từng loại, phụ thuộc vào

hình dạng của bể phản ứng, độ dày của màng sinh học, thành phần của chất thải, nhiệt

độ…..

Bể phản ứng đầu tiền đƣợc áp dụng từ quá trình này đƣợc thực hiện vào tháng 4

năm 2001 ở Đức, với một bể phản ứng lớn có dung tích 104 m3 và 2 bể phản ứng nhỏ

hơn có dung tích 67 m3, bể phản ứng sử dụng giá thể sinh học lơ lửng (tổng diện tích

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

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

độ oxi dƣới 1 mg/lit. Ngoài ra, hiện nay còn có các bể phản ứng khác áp dụng quá

trình này để xử lý nƣớc thải sai phân hủy kị khí bùn nhƣ:

- Mô hình ở Stass, Úc, mô hình xử lý tƣơng đƣơng với nƣớc thải của 200.000 dân

(với tải 340 kg NH4-N/ngày) bằng bể phản ứng gián đoạn (SBR) với dung tích

500 m3, hiểu quả loại bỏ N-NH4

+ là 90% và TN là 86%.



- Mô hình ở Glarnerland – Zurich, Thủy Sỹ với bể phản ứng gián đoạn (SBR) có

dung tích 400 m3 xử lý trên 635 kgN/ngày (tốc độ loại bỏ khoảng 500

gN/m3.ngày) ứng với hiệu quả xử lý trên 90%.

- Mô hình ở Rotterdam Dokhanven, Hà Lan với bể phản ứng nhỏ gọn, xử lý

tƣơng đƣơng nƣớc thải của 620.000 dân, dung tích chỉ 72m3, tải trọng 700

kgN/ngày, với hiệu quả xử lý đạt 95% NH4-N và 85% TN.

- Mô hình ở Swede, công suất xử lý tƣơng đƣơng 278.000 dân, hoạt động từ

tháng 4 năm 2007 với 2 bể phản ứng với thể tích 900 m3, mô hình hoạt động

theo kiểu hiếu khí gián đoạn với 40 phút thổi khí (DO khoảng 3 – 4 mg/lít) và

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

Bên cạnh đó, hiện nay cũng còn khá nhiều nghiên cứu ứng dụng quá trình này

cho xử lý nƣớc thải có hàm lƣợng nitơ cao. Năm 2012, Xiaoyan Chang và cộng sự đã

nghiên cứu ứng dụng để loại bỏ nitơ với hàm lƣợng khác nhau (200, 300, 400 mgN/l)

trong điều kiện nhiệt độ môi trƣờng (15 – 23oC), kết quả cho thấy, hệ thống CANON

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

2.4.3.3. Quá trình Denamox

Quá trình này còn đƣợc gọi là DEAMOX (Denitrifying Ammonium

OXidation). Là sự kết hợp quá trình khử nitrat (denitrification) và quá trình anammox.

Đây là quá trình hiện nay vẫn đang đƣợc nghiên cứu. Quá trình này thích hợp xử lý

nƣớc thải có thành phần nitơ và cacbon hữu cơ cao, nhƣ là nƣớc rỉ rác mới, nƣớc thải

từ các hệ thống phân hủy chất thải động vật. Gần đây, một nghiên cứu mới đƣợc gọi là

SNAD (Simultaneous partial Nitrification Anammox and Denitrification) đƣợc phát

triển dựa trên nguyên lý của quá trình Denammox.

Năm, Jin-Gaw Lin và cộng sự đã nghiên cứu xử lý nƣớc thải của nghành công

nghiệp điện quang bằng mô hình SNAD. Nƣớc thải với các thông số đầu vào 100 mg

COD/l, 567 mgNH4-N/l, nghiên cứu đƣợc thực hiện trong 8 tháng với 6 tải khác nhau

(từ tải I với 160gN/m3.ngày đến tải VI với 230gN/m

3.ngày), ở tải VI hiệu quả xử lý đạt

28gCOD/m3.ngày và 197gCOD/m

3.ngày. [5]



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

Đặc điểm Công nghệ

truyền thông

(nitrat hóa –

khử nitrat)

Sharon

(nitrit hóa-

khử nitrit)

Nitrit hóa bán

phần và

anammox trong 1

bể phản ứng

Nitrit hóa bán

phần và

anammox trong

2 bể phản ứng

Số bể phản

ứng

2 2 2 1

Điều kiện Hiếu khí/thiếu

khi

Hiếu

khí/thiếu khí

Hiếu khí/kị khí Oxy giới hạn

Yêu cầu oxi

(gO2/gN)

4,57/0 3,43/0 1,71 (1)/0 1,94

%oxi tiết

kiệm (2)

- 24,9% 62,6% 57,5%

Tiêu thụ

kiềm

7,07/-3,57 (3) 7,07/-3,57 (3) 3,57/0,24 3,68

Sự điều

khiển pH

Có Không Không Không

Yêu cầu

cacbon

(gCOD/gN)

(4)

3,7 2,3 0 0

% cacbon

tiết kiệm

đƣợc (2)

- 37,8% 100% 100%

Vi khuẩn

tham gia

chính

AOB, NOB/Vi

khuẩn khử

nitrat

AOB/vi

khuẩn khử

nitrit

AOB/

ANAMMOX

AOB/

ANAMMOX

Lƣu bùn Không/không Không/không Không/có Có

Tạo bùn Cao Thấp Thấp Thấp

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

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

(3)Kiềm đƣợc tạo ra trong bƣớc khử nitrit và khử nitrat bằng sinh vật dụ dƣỡng.

(4)Dựa trên methanol.



2.5. Quá trình SNAP

SNAP là từ viết tắt cụm từ ‖Single-stage Nitrogen removal using Anammox

and Partial nitritation‖, là sự kết hợp quá trình nitrit hoá bán phần và quá trình

anammox trong một bể phản ứng duy nhất.

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

cố định cho vi sinh vật bám dính và đồng thời tăng thời gian lƣu của chúng. Các giá

thể trong mô hình SNAP có diện tích bề mặt lớn để vi khuẩn có môi trƣờng sinh

trƣởng và phát triển. Chúng sẽ tạo một lớp màng sinh học trên lớp vật liệu, trong đó

các vi khuẩn oxy hóa amoni (AOB) phát triển ở lớp màng phía bên ngoài và vi khuẩn

anammox ở lớp màng phía bên trong. Ngoài ra, giá thể sinh học còn có tính linh hoạt

cao, có cấu tạo từ những nguyên liệu có tính ƣu nƣớc để có khả năng lƣu giữ một

lƣợng lớn sinh khối của vi khuẩn lên trên bề mặt.

Những giá thể sử dụng cho mô hình

Vì quá trình SNAP là sự kết hợp giữa quá trình nitrit hóa bán phần và quá trình

anammox, 2 quá trình này có yêu cầu về oxi khác nhau, vì vậy thƣờng phải sử dụng

giá thể để tạo các không gian cần thiết cho mỗi quá trình. Hiện nay, các giá thể thƣờng

đƣợc sử dụng là : Biofix, Acrylic fiber, Non – Woven....

BioFix Arcylic fiber Non-Woven

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

Nhìn chung các giá thể Biofix, Acrylic fiber, Non – Woven đều là những sợi

tổng hợp, có tuổi thọ cao. Tuy nhiên, giá thể Biofix có diện tích bề mặt lớn, tạo điều

kiện cho vi sinh vật bám vào tốt hơn. Biofix cũng nhƣ những sợi tổng hợp khác, có ƣu



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

tự nhiên (nhƣ sơ dừa). Tuy nhiên, giá thành của những sợi này sẽ đắt hơn, và phụ

thuộc nhiều vào nhà sản xuất nƣớc ngoài.

Trong mô hình SNAP, giá thể có nhiệm vụ là vật liệu mang cho vi sinh vật,

đồng thời cũng là nơi để tạo cả điều kiện hiếu khí và kị khí trong bể phản ứng. Một

phần Amoni đƣợc vi khuẩn AOB ở bên ngoài giá thể oxi hóa thành nitrit, sau đó nitrit

và Amoni khuếch tán vào bên trong của giá thể, ở đây anammox sẽ chuyển hóa 2 chất

này thành khí N2 và một lƣợng nhỏ nitrat (hình 2.7)

Hình 2.7 Nguyên tắc loại bỏ nitơ trong mô nình SNAP

Các yếu tố ảnh hƣởng đến công nghệ SNAP:

o Nhiệt độ: nhiệt độ thƣờng cao hơn 30oC, đây là nhiệt độ tối ƣu có vi khuẩn

anammox và AOB phát triển, đồng thời ở nhiệt độ này (>25oC) ái lực của AOB

đối với oxi lớn hơn NOB.

o pH tối ƣu cho quá trình SNAP là 7,5 – 7,8. Ở pH này, thuận lợi cho vi khuẩn

AOB và anammox phát triển.

o DO: đây là yếu tố cần đƣợc quan tâm và giám sát, vì vi khuẩn anammox là vi

khuẩn kị khí, bị ức chế hoàn toàn khi có mặt oxi. Đồng thời oxi cao sẽ tạo điều

kiện thuận lợi cho vi khuẩn nitrat hóa (NOB) phát triển. DO trong một số

nghiên cứu đạt đƣợc từ 0,5 – 2,5 mg/l.

o Chỉ số FA (amoni tự do): vi khuẩn anammox có thể chịu đƣợc hàm lƣợng

amoni tự do trong nƣớc thải khá cao, nhƣng vi khuẩn AOB bị ức chế ở nồng độ

10 – 150 mgN/l.

o Ngoài ra, các yếu tố khác nhƣ : ion Cl-, kim loại nặng… cũng ảnh hƣỡng đến

quá trình trong công nghệ SNAP.



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

o Nghiên cứu của Furukawa và cộng sự (2005) về công nghệ SNAP sử dụng giá

thể Biofix đạt hiệu quả xử lý cao với nguồn nƣớc thải tổng hợp mô phỏng nƣớc

rỉ rác. Ở tải trọng 0,6 kgN/m3.ngày, hiệu suất loại tổng nitơ là 75-85%. Kết quả

tƣơng tự đạt đƣợc với một bể phản ứng khác với tải trọng lên đến 1

kgN/m3.ngày cho hiệu suất loại nitơ là 80%. Bên cạnh đó, nghiên cứu cũng

chứng minh đƣợc lƣợng bùn hình thành là rất ít (0,045 mg-VSS/mg-N bị loại),

chi phí thấp (vận hành với DO thấp, tiêu thụ độ kiềm thấp).[12]

o Nghiên cứu của Yoshinobu Yamagiwa và cộng sự (2011) tại Đại học

Kumamoto, Nhật bản về công nghệ SNAP sử dụng giá thể acrylic pile fabric

với nƣớc thải tổng hợp. Với nồng độ amoni dòng vào từ 192 đến 3.821 mg/l,

nghiên cứu đã đạt hiệu quả khử nitơ cao, tối đa là 2,05 kg-N/m3.ngày.[38]

o Nghiên cứu của Cho và cộng sự (2011) về 2 mô hình mà kết hợp quá trình nitrit

hóa bán phần với quá trình anammox trong cùng một bể phản ứng, sử dụng giá

thể sợi non-woven. Nhận thấy hiệu quả xử lý loại bỏ nitơ cao hơn và ổn định

hơn khi khởi động mô hình thứ nhất theo quá trình anammox so với khởi động

mô hình thứ hai theo quá trình nitrit hóa bán phần (tƣơng ứng 0,35±0,19 kg-

N/m3.ngày so với 0,23±0,16 kg-N/m

3.ngày). Kết quả phân tích FISH với mô

hình thứ nhất cho thấy lớp vi khuẩn anammox phân bố ở lớp kỵ khí phía trong

và đƣợc bao bên ngoài bởi lớp vi khuẩn AOB hiếu khí, trong khi đó với mô

hình thứ hai vi khuẩn anammox và AOB trộn lẫn lộn vào nhau trên giá thể.[39]

o Nghiên cứu của Phạm Khắc Liệu và cộng sự (2011) về ứng dụng quá trình kết

hợp nitrit hóa bán phần và anammox xử lý loại nitơ trong nƣớc rỉ rác ở quy mô

phòng thí nghiệm với nƣớc rỉ rác tại bãi rác Thùy Phƣơng, Huế. Giai đoạn đầu

sử dụng nƣớc thải nhân tạo sau đó sử dụng nƣớc rỉ rác thực tế với COD khoảng

200 mg/l, nồng độ amoni khoảng 140 mg/l. Các thông số vận hành nhƣ HRT =

24 giờ, nhiệt độ từ 30-320C, pH = 7,5, tỷ lệ sục khí là 60 l/h (0,1 vvm). Kết quả

là quá trình oxy hóa amoni đạt 92%, tỷ lệ khử nitơ đến 81%, nồng độ amoni

dòng ra nhỏ hơn 25 mg/l.[3][4]



o Phạm Văn Sung và Nguyễn Tấn Phong (2012) đã nghiên cứu ứng dụng SNAP

xử lý nƣớc thải mô phỏng nƣớc rỉ rác cũ bằng giá thể Acrylic Pile Fabrics đã

thu đƣợc hiệu quả xử lý nitơ gần 80% [19]

o Đào Vĩnh Lộc và Nguyễn Tấn Phong (2012) đã nghiên cứu ứng dụng SNAP xử

lý nƣớc thải mô phỏng nƣớc rỉ rác cũ bằng giá thể Biofix đã đạt đƣợc hiệu quả

xử lý nitơ trên 70% [10].



CHƢƠNG 3: VẬT LIỆU VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

3.1. Mô hình nghiên cứu

Năm 2012, tác giả Đào Vĩnh Lộc đã nghiên cứu ứng dụng SNAP xử lý nƣớc

thải mô phỏng nƣớc rỉ rác cũ bằng giá thể Biofix . Mô hình sử dụng bể phản ứng hình

trụ có dung tích 3,7 lit, giá thể biofix đƣợc gắn trên khung inox có chiều dài 48,5 cm

và rộng 9,5cm, với diện tích giá thể sử dụng là 240 cm2. Mô hình chỉ đạt hiệu quả

chuyển hóa cực đại là 71,78%, và hiệu quả xử lý cực đại 66,48% ở tại 1

kgN/m3.ngày[1]. Hiệu quả tƣơng đối thấp so với các mô hình SNAP khác đã đƣợc

nghiên cứu trƣớc đó. Nguyên nhân, do mô hình đƣợc thiết kế có khá nhiều nhƣợc điểm

nhƣ diện tích bề mặt trên một lít bể phản ứng còn thấp, hệ thống phân phối khí không

phù hợp đã gây ảnh hƣởng khá lớn đến lƣợng vi sinh dinh bám trên giá thể. Tuy nhiên,

mô hình cũng có những ƣu điểm riêng của nó. Từ kết quả nghiên cứu của các tác giả

trƣớc đây, để khắc phục những nhƣợc điểm của mô hình nhằm nâng cao hiệu quả xử lý

nitơ tốt nhất, mô hình đƣợc thiết kế nhƣ sau:

Mô hình nghiên cứu đƣợc thể hiện trong hình 3.1

Hình 3.1. Sơ đồ mô hình thí nghiệm



Chú thích:

1. Bể chứa nƣớc thải đầu vào 2. Bể chứa dung dịch NaHCO3

3. Bơm định lƣợng nƣớc thải đầu vào 4. Bơm định lƣợng NaHCO3

5. pH controller 6. Máy thổi khí

7. Van điều chỉnh lƣu lƣợng khí 8. Bể phản ứng SNAP

Hình 3.2 Mô hình thực tế

Nguyên tắc hoạt động

Khí đƣợc máy thổi khí (6) thổi vào ống trung tâm, quá trình sục khí trong ống

trung tâm sẽ tránh đƣợc sự tróc màng vi sinh trên giá thể do tác động vật lý của bong

bóng khí. Khí sau khi sục vào trong nƣớc sẽ khuêch tán vào trong nƣớc, đảm bảo đƣợc

nhu cầu DO trong bể, bên cạnh đó, nhờ sự xáo trộn của bọt khí, nƣớc đƣợc tuần hoàn,

đối lƣu trong bể, đảm bảo sự khuấy trộn hoàn toàn. Nƣớc thải nhân tạo từ thùng chứa

(1) đƣợc bơm (3) vào ống trung tâm của bể phản ứng (8), nhờ quá trình sục khí tại ông

trung tâm, nƣớc đƣợc đối lƣu khắp bể, tiếp xúc với vi sinh vật bám trên giá thể (9), từ

đó, amoni đƣợc xử lý, nƣớc sau đó ra ngoài. Sự kiểm soát pH thông qua đầu dò tự



động (5), đầu dò đƣợc đặt vào trong bể (tránh bọt khí thổi trực tiếp vào đầu do), khi

pH trong bể xuống thấp hơn mức yêu cầu, hệ thống sẽ tự động bơm NaHCO3 từ thùng

chứa (2) nhờ bơm định lƣợng (4) bơm vào trong bể, NaHCO3 làm tăng pH trong bể,

NaHCO3 đƣợc tiếp tục bơm khi pH đến mức yêu cầu.

Mô tả mô hình:

- Thùng chứa nƣớc nhân tạo có thể tích 100 lít

- Bể chứa dung dịch NaHCO3 có thể tích 10 lít

- Bơm định lƣợng nƣớc thải đầu vào với lƣu lƣợng Q = 0,5 l/h - 5 l/h

- Bơm định lƣợng hóa chất NaHCO3 với lƣu lƣợng Q = 0,5 l/h - 5 l/h

- Hệ thống sử dùng bơm thổi khí để duy trì DO trong bể phản ứng để tạo điều

kiện tốt nhất cho quá trình SNAP .

- Vật liệu dính bám trong bể là giá thể biofix, có khối lƣợng gắn trên giá thể là

96g. Tỉ lệ khối lƣợng giá thể trên thể tích bể là 96g/6,536 lít = 14,688g/lít.

- Bể phản ứng (hình 3.3)

o Đƣờng kính bể D = 150 mm

o Bể có dạng hình trụ với đáy hình nón, chiều cao H= 500 mm với

Chiều cao an toàn Hat = 80 mm

Chiều cao hữu ích Hhi = 420 mm, với:

Chiều cao hình trụ Hht = 345 mm

Chiều cao đáy nón Hn = 75 mm

o Thể tích bể 6,536 lít

o Vật liệu cấu tạo bể: Nhựa arcylic

- Sau khi gắn giá thể vào, thể tích sữ dụng của bể là 6 lít.

- Nƣớc thải nhân tạo đƣợc bơm định lƣợng bơm liên tục vào bể theo ống dẫn

nƣớc nhúng chìm trong bể.



- Mô hình đƣợc đặt ở phòng thí nghiệm Khoa Môi trƣờng – Trƣờng Đại học

Bách khoa Thành phố Hồ Chí Minh.

Hình 3.3 Bể phản ứng

3.2. Giá thể sinh học

Mô hình SNAP sử dụng giá thể sinh học biofix (hình 3.4) đƣợc là từ sợi

acrylic, sản xuất bởi công tuy Net, Nhật Bản. Tính chất của giá thể đƣợc trình bày ở

bảng 3.1.

Hình 3.4. Cấu trúc giá thể sinh học biofix

Giá thể đƣợc gắn trên giá gắn giá thể có dạng hình trụ, có đƣờng kính ngoài

92mm, đƣờng kính trong 62mm, chiều cao là 300mm. Giá thể biofix đƣợc phủ cả 2

mặt của giá gắn giá thể. Khối lƣợng giá thể sử dụng là khoảng 96g.



Hình 3.5 Giá gắn cho giá thể sinh học BioFix

Bảng 3.1. Thông số kỹ thuật của giá thể

Thông số Đơn vị Giá trị

Độ dài sợi m/m3 23,324

Diện tích bề mặt riêng m2/m

3 146,5

Đƣờng kính sợi Mm 2

Tổng diện tích bề mặt của giá thể sử dụng là 1450 cm2 (241cm

2 giá thể/lit bể),

diện tích giá thể sử dụng cao hơn rất nhiều so với diện tích giá thể sử dụng của tác giả

Đào Vĩnh Lộc, diện tích của tác giả sử dụng là 240 cm2 ( 65cm

2 giá thể/ lít bể) [1].

Diện tích giá thể sử dụng của mô hình cao hơn 6 lần so với tác giả Đào Vĩnh Lộc. Tính

cho một thể tích bể thì diện tích sử dụng của mô hình cao hơn 3,7 lần so với của tác

giả Đào Vĩnh Lộc.

3.3. Sinh khối SNAP

Bùn nitrit hóa đƣợc lấy từ phòng thí nghiệm trƣờng Đại học Bách Khoa TP Hồ

Chí Minh.



Bùn anammox: Chủng vi khuẩn này có tên khoa học là UncultUrê

planctommeycetes – 1 (AB057453) đƣợc lấy từ phòng thí nghiệm của GS. Kenji

Furukawa trƣờng Đại học Kumamoto - Nhật Bản.

Hai loại bùn này đƣợc trộn chung thành một hỗn hợp bùn SNAP có hàm lƣợng

5 g/l (tính theo MLSS) với tỉ lệ anammox : bùn hoạt tính 6:4 tƣơng ứng với 3 g/l bùn

anammox và 2 g/l bùn nitrit hóa.

3.4. Nƣớc thải nhân tạo

Sử dụng nƣớc thải nhân tạo mô phỏng theo nƣớc thải có hàm lƣợng nitơ cao và

chất hữu cơ (BOD5, COD) thấp. Thành phần nƣớc thải đƣợc trình bày ở bảng 3.2.

NH4Cl đƣợc cung cấp nhƣ là nguồn nitơ trong nƣớc thải, nồng độ NH4Cl thay đổi tùy

theo tải trọng của từng giai đoạn.

Bảng 3.2. Tính chất nước thải nhân tạo[1]

Thành phần Giá trị

NH4Cl Tùy theo tải trọng

KH2PO4 43,4 mg/l

NaHCO3 530 mg/l

KHCO3 630 mg/l

MgSO4.7H2O

328 mg/l

CaCl2.2H2O

235,2 mg/l

C8H5O4K 38 mg/l

FeSO4.7H2O

16 mg/l

Na2.EDTA

16 mg/l

Na2SO3 160 mg/l

3.5. Điều kiện hoạt động

- Mô hình thí nghiệm đƣợc đặt trong điều kiện hạn chế ánh sáng để tránh sự phát

triển của tảo cũng nhƣ ảnh hƣởng của ánh sáng đến vi khuẩn anammox.

- DO đƣợc kiểm tra bằng thiết bị đo cầm tay. Kiểm soát DO trong khoảng 1 – 3,3

mg/l. Nếu DO tăng hay giảm so với mức cho phép của nghiên cứu thì điều chỉnh bằng

van phân phối khí.



- Giá trị pH đƣợc kiểm soát bằng hệ thống đo pH online, khi có dấu hiệu pH giảm

xuống dƣới pH của nghiên cứu (pH = 7,7 ), hệ thống bơm tự kích hoạt châm NaHCO3

vào bể phản ứng SNAP đến khi đạt giá trị pH nghiên cứu.

- Nhiệt độ trong bể chịu ảnh hƣởng của nhiệt độ không khí và không kiểm soát. Dự

kiến nhiệt độ trong bể phản ứng giao động trong khoảng 260C – 36

0C theo điều kiện

khí hậu Tp.Hồ Chí Minh.

- Thời gian vận hành thí nghiệm giai đoạn thích nghi khoảng 20 ngày với lƣu lƣợng

12 l/ngày tƣơng ứng với thời gian lƣu nƣớc HRT = 12h, pH = 7,7, DO = 1,0 mg/l. Sau

giai đoạn thích, thí nghiệm đƣợc tiếp tục tiến hành để kiểm tra ảnh hƣởng của từng tải

trọng nitơ đối với hiệu quả của quá trình SNAP theo bảng 3.3 với các thông số vận

hành nhƣ trên.

Bảng 3.3. Tải trọng nitơ theo thời gian

Ngày Tải trọng nitơ

(kg N/m3/ngày)

1 – 46 0,2

47 –94 0,4

95 – 134 0,6

135 – 153 Nghỉ tết

154 – 179 0,8

180 – 208 1,0

209 – 240 1,2

241 – 270 1,4

3.6. Phƣơng pháp phân tích

Các thông số phân tích: nitrat (NO3-N), nitrite (NO2-N), ammoni (NH4-N), nitơ

tổng (T-N). Các mẫu đƣợc lấy trong suốt quá trình vận hành và đựng trong bình tam

giác, định kỳ lấy mẫu 5 lần/tuần vào buổi sáng để phân tích các chỉ tiêu. Các phƣơng

pháp phân tích đƣợc trình bày bảng 3.4

- Nitrit đƣợc xác định bằng phƣơng pháp so màu, dựa vào nguyên lý ở pH = 2 -

2,5, nitrit tác dụng với acid sulnanilic và naphthylamine tạo thành acid

azobenjol naphthylamine sulfonic có màu đỏ tía.



- Nitrat đƣợc xác định bằng phƣơng pháp so màu, dựa vào nguyên lý nitrat chạy

qua cột Cd sẽ bị khử thành nitrit. Xác định nồng độ nitrit bằng phƣơng pháp so

màu.

- Ammonium đƣợc xác định bằng phƣơng pháp chƣng cất.

- Nitơ tổng đƣợc xác định bằng phƣơng pháp vô cơ hóa xúc tác sau khi khử với

hợp kim Devarda.

- pH: Kiểm soát bằng thiết bị đo online kết nối với bơm NaHCO3

- DO: Dùng thiết bị đo DO cầm tay.

- SS: Sấy khô mẫu sau khi đƣợc lọc qua giấy lọc ở 105oC trong 1 giờ. Xác định

SS bằng lƣợng chênh lệch về khối lƣợng của giấy lọc trƣớc và sau khi sấy khô.

- VSS: Sấy khô mẫu sau khi đƣợc lọc qua giấy lọc ở 550oC trong 15 phút. Xác

định VSS bằng lƣợng chênh lệch về khối lƣợng của giấy lọc trƣớc và sau khi

sấy khô.

Bảng 3.4: Các phương pháp phân tích

Chỉ tiêu Phƣơng pháp phân tích Thiết bị

Amonia (NH3-N) 4500-NH3 B [7] Dàn chƣng cất Kjedahl

nitrit (NO2-N) 4500-NO2- B [7] Máy Hactch DR-5000

nitrat (NO3-N) 4500-NO3- B [7] Cột Cd, máy Hach DR-5000

Tổng nitơ (T-N) TCVN 6638:2000 Tủ phá mẫu, dàn chƣng cất Kjedahl

SS 2540-D [7] Tủ sấy 1050C

VSS 2540-E [7] Tủ nung 5500C

Oxy hòa tan (DO) Máy đo oxy cầm tay Oxi 3210 Set-DurOx 325-3, Anh

pH Máy đo pH pH controller BL 931700, Hanna, Ý

3.7. Phƣơng pháp xác định sinh khối

Sinh khối bùn đƣợc xác định gồm 2 phần: sinh khối lơ lửng và sinh khối bùn bám trên

giá thể:

- Phần sinh khối lơ lửng đƣợc phân tích bằng SS và VSS phƣơng pháp 2540-D

và 2540-E [7].



- Phần sinh khối bám trên giá thể đƣợc phân tích nhƣ sau: giá thể sau khi lấy ra

bể phản ứng sẽ cắt 2 mãnh có hình chữ nhật diện tích 6cm2 (2x3 cm) ở 2 đầu

của giá thể. 2 mẫu giá thể phân tích song song để lấy giá trị trung bình. 2 mẫu

giá thể đƣợc sấy ở tủ sấy 105oC, sau đó xác định đƣợc thể khối lƣợng trung

bình của 6cm2 giá thể là M1, tiếp tục đem 2 mẫu đã sấy ở 105

oC đốt cháy hoàn

toàn ở 550oC, sau đó xác định đƣợc khối lƣợng trung bình của 2 giá thể sau đốt

là m1. Song song với việc xác định khối lƣợng của giá thể trong bể phản ứng ta

thực hiện để xác định khối lƣợng giá thể trắng cùng diện tích (giá thể còn

nguyên chƣa đƣợc sử dụng), khối lƣợng sau khi sấy ở 105oC và 550

oC lần lƣợt

là M2 và m2. SS và VSS trên giá thể đƣợc xác định bởi công thức sau:

o Xác định SS trên giá thể ( trên 1 cm2 giá thể)

M=(M1 – M2)/6 (mgSS/cm2)

o Xác định VSS trên giá thể (trên 1 cm2 giá thể)

m = [M – (m1 + m2)]/6 (mgVSS/cm2)

3.8. Phƣơng pháp xử lý số liệu

Mẫu phân tích đƣợc lấy hàng ngày (5 lần/tuần), riêng bùn đƣợc phân tích sau

khi kết thúc tải 1,4kgN/m3.ngày. Số liệu đƣợc phân tích từ mẫu sẽ đƣợc xử lý bằng

phần mềm Microsoft Excel 2010.



CHƢƠNG 4: KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN

4.1. Giai đoạn thích nghi (start-up)

Giai đoạn này nhằm tạo điều kiện cho vi sinh vật bám lên trên giá thể. Giá trị

pH đƣợc cài ở 7,7. Lúc đầu, nƣớc thải đƣợc cho vào bể phản ứng, sau đó dùng khí nitơ

sục trong 24h để đẩy toàn bộ oxi trong nƣớc ra ngoài. Sau đó, vi khuẩn anammox đƣợc

cho vào bể, khí nitơ tiếp tục đƣợc sục liên tục trong 24h để anammox khuấy trộn trong

bể và bám vào giá thể. Sau đó, cho bùn hiếu khí vào bể và sục khí (lúc này là không

khí, không dùng nitơ nhƣ trƣớc), sau 24h hầu hết các vi khuẩn đã bám lên giá thể. Tiếp

tục chạy thích nghi tăng sinh khối trong 17 ngày. Bùn sau bám trên giá thể ở hình 4.1

Hình 4.1 Bùn sau khi chạy thích nghi

4.2. Giai đoạn khảo sát hiệu quả xử lý nitơ

Ở giai đoạn này, hiệu quả loại bỏ nitơ đƣợc khảo sát ở các tải trọng nitơ khác

nhau (0,2 kgN/m3.ngày, 0,4 kgN/m

3.ngày, 0,6 kgN/m

3.ngày, 0,8 kgN/m

3.ngày, 1,0

kgN/m3.ngày, 1,2 kgN/m

3.ngày và 1,4 kgN/m

3.ngày), thời gian giữa tải trọng 0,6 và

0,8 kgN/m3.ngày là thời gian nghỉ tết (khoảng 2 tuần), lúc này các yếu tố vận hành cho

mô hình đƣợc thiết lập nhƣ ở tải 0,6 kgN/m3.ngày.



4.2.1. Sự biến động pH, DO

pH và DO là 2 thông số đƣợc kiểm soát cho mô hình SNAP, hai thông số này

kiểm soát nhằm tại điều kiện tối ƣu cho vi khuẩn AOB và anammox phát triển, đồng

thời ức chế sự phát triển của vi khuẩn NOB.

Sự biến động DO

DO là thông số có ảnh hƣởng khá lớn đến hiệu suất của mô hình SNAP.

Kiểm soát DO ở giá trị phù hợp sẽ cho hiệu suất chuyển hóa cũng nhƣ xử lý

NH4+ đạt tối đa, đồng thời giảm nhu cầu năng lƣợng khi vận hành mô hình. DO

để quá cao sẽ có khả năng gây ức chế, ảnh hƣởng xấu đến hoạt tính của

anammox. Tuy nhiên, DO quá thấp lại làm giảm khả năng chuyển hóa NH4+

của AOB. Giá trị DO kiểm soát trong suốt thời gian thí nghiệm đƣợc trình bày

ở bảng 4.1.

Bảng 4.1 Thông số kiểm soát DO.

Số thứ tự Tải trọng

kgN/m3.ngày

Ngày DO kiểm soát (mg/l)

1 0,2 Từ 0 – 46 1

2 0,4

47 – 56

57 – 79

80 – 94

1

1,3

1,5

3 0,6

95 – 99

100 – 111

112 – 128

129 – 134

1,5

1,8

2,0

2,3

135 – 154 Nghỉ tết

4 0,8 153 – 179 2,5

5 1,0

180 – 186

187 – 200

201 – 208

2,5

2,7

2,8

6 1,2 209 – 2011 2,8



212 – 240 3,1

7 1,4 241 – 245

246 – 270

3,1

3,3

DO ở tải 0,2 kgN/m3.ngày đƣợc kiểm soát ở nồng độ 1mgOxi/lit, với nồng độ

oxi hòa tan này sẽ đảm bảo vi khuẩn anammox không bị ức chế, do đây là tải đầu, vi

khuẩn anammox chỉ mới thích nghi với điều kiện hoạt động, các vi khuẩn AOB vẫn

chƣa phát triển mạnh, chƣa đủ bao phủ các vi khuẩn anammox bên trong, giúp tránh

đƣợc ảnh hƣởng của oxi đến sự hoạt động của vi khuẩn anammox, vì vậy, oxi hòa tan

trong bể đƣợc đặt ở mức thấp (1 mgOxi/lit)

Ở tải 0,4 kgN/m3.ngày DO đƣợc thay đổi với 3 mức khác nhau. Sự thay đổi này

dựa vào nồng độ nitrit và nitrat đầu ra (nếu DO trong bể thấp, không đủ thì nồng độ

nitrit đầu ra sẽ thấp, còn nếu nồng độ nitrat cao mà hiệu quả xử lý thấp tức là DO trong

bể cao). Tải 0,4 kgN/m3.ngày lúc đầu DO kiểm soát giống nhƣ tải 0,2 kgN/m

3.ngày,

tuy nhiên đến ngày 56, nồng độ nitrit đầu ra khá thấp chỉ còn 0,658 mg/lit, điều này

chứng tỏ nitrit tạo thành trong bể không đủ cho vi khuẩn anammox sử dụng, vì vậy cần

phải tăng DO, DO trong bể đƣợc tăng lên 1,3 mg/l. Tƣơng tự, đến ngày thứ 79, nitrit

đầu ra lại giảm đi khá nhiều chỉ còn 0,8 mg/lit, vì vậy DO trong bể tiếp tục tăng lên 1,5

và duy trì đến cuối tải.

Ở tải 0,6 kgN/m3.ngày, DO cũng đƣợc thay đổi 3 lần. Những ngày đầu, DO

đƣợc kiểm soát giống nhƣ DO ở cuối tải 0,4 kgN/m3.ngày. Tuy nhiên đến ngày thứ 99,

nồng độ nitrit đầu ra chỉ còn 0,85 mg/lit vì vậy DO đƣợc nâng lên một lần nữa 1,8 mg

oxi/lit. Tƣơng tự đến ngày 112 và 128 DO một lần nữa đƣợc tăng lên 2,0 và 2,3 mg/l.

Sau khi nghỉ tết, mô hình tiếp tục chạy với tải 0,8 kgN/m3.ngày, DO đƣợc nâng

lên 2,5 mg oxi/lit và đƣợc duy trì hết tải. Việc nâng DO ngày lúc đầu của tải là do sau

nghỉ tết phân tích nitrit đầu ra nhận thấy nồng độ nitrit khá thấp, chỉ khoảng 1,0 mg/lit.

Nên chủ động tăng DO ngay những ngày đầu của tải nhằm tạo điều kiện tốt nhất có vi

khuẩn phát triển và hoạt động. Tuy nhiên, sau khi nâng DO, vẫn phải phân tích nitrit

và nitrat đầu ra để đảm bảo DO không nâng quá cao.

Tƣơng tự với các tải 1, 1,2 và 1,4 kgN/m3.ngày cũng đƣợc kiểm soát DO ở mức

phù hợp nhƣ trong bảng 4.1.



Nhƣ vậy, DO trong bể đƣợc tăng theo từng tải và mỗi tải có nhƣng mức độ tăng

khác nhau. Kết quả cho thấy, theo thời gian, khi các vi khuẩn anammox tăng sinh khối

và đã ổn định thì nitrit cần cho anammox sử dụng cũng tăng lên, chính vì vậy lƣợng

nitrit sinh ra từ vi khuẩn AOB cũng cần phải tăng lên. Mặt dù theo thời gian, AOB

cũng tăng sinh khối, mật độ AOB trong bể tăng, vì vậy nhu cầu oxi cho AOB cũng

tăng để AOB đạt năng suất chuyển hóa NH4+ sang NO2

- ở mức tốt nhất. Việc nâng DO

trong bể lên mức cao sẽ sinh ra nhiều nitrit. Tuy nhiên, nitrit sinh ra cũng không gây

ức chế cho AOB vì chúng đã đƣợc anammox xử lý ngay sau đó, do đó nồng độ nitrit

không đạt đến nồng độ có khả năng ức chế AOB. Bên cạnh đó, việc tăng DO trong bể

ở nông độ cao cũng không gây ảnh hƣởng nhiều đến vi khuẩn anammox, do lúc này

AOB đã phát triển rất mạnh, tạo một lớp dày đặt bao quanh vi khuẩn anammox, đảm

bảo sử dụng hoàn toàn đƣợc oxi trƣớc khi oxi xâm nhập vào bên trong. Tuy nhiên,

DO trong bể đƣợc khống chế ở nồng độ phù hợp (không quá cao) nhằm tranh sự tạo

thành nitrat trong bể, đồng thời tiết kiệm năng lƣợng khi vận hành, đặt biệt là vận hành

ngoài thực tế, điều này có ý nghĩa khá lớn trong tiết kiệm chi phí xử lý nƣớc thải.

Theo lý thuyết, mô hình SNAP thƣờng kiểm soát DO ở nồng độ 0,5 – 2,5 mg/l

để tạo điều kiện cho vi khuẩn AOB phát triển và không gây ức chế vi khuẩn anammox.

Tuy nhiên, trong thí nghiệm này, DO đƣợc đƣa lên cao hơn so với lý thuyết, cụ thể là

3,3 mg/l. Sở dĩ DO đạt nồng độ cao là do mô hình đang chạy ở tải cao (1,4

kgN/m3.ngày), và vi sinh vật đang phát triển rất tốt, hoạt tính cao, vi khuẩn AOB cần

nhiều oxi để oxi hóa amoni, và sự phát triển của AOB đảm bảo tiêu thụ hoàn toàn oxi

trƣớc khi nó xâm nhập vào bên trong, nơi vi khuẩn anammox phát triển. Bên cạnh đó,

khi đối chiếu với nghiên cứu khác, cụ thể ở đây là nghiên cứu của tác giả Phạm Khắc

Liệu, DO trong bể phản ứng của tác giả từ 2 – 3 mg/l, cao hơn so với lý thuyết [18].

Hay theo Kenji Furukawa và cộng sự thì vi khuẩn anammox vẫn có thể sống trong

điều kiện DO ở 5 – 6 mg/l bám trên giá thể Biofix [16] . Nhƣ vậy, việc xác lập nồng

độ DO trong bể phản ứng có thể không nằm trong giới hạn đƣa ra trên lý thuyết mà

vẫn đảm bảo đƣợc hiệu quả xử lý, việc xác lập DO trong bể phụ thuộc vào từng điều

kiện vận hành, đặt điểm của mô hình, việc xác lập DO trong bể phải đảm bảo hiệu quả

xử lý tốt nhất.



Kiểm soát pH

pH trong bể duy trì nhằm tạo điều kiện cho AOB và anammox phát triển, đồng

thời ức chế sự phát triển của NOB. Việc duy trong pH trong bể có ý nghĩa quyết định

trong sự kiềm hãm NOB, vì pH là yếu tố ảnh hƣởng trực tiếp đến nồng độ FA và FNA,

và cũng là yếu tố duy nhất ta có thể kiểm soát để kiểm soát nồng độ FA và FNA trong

bể. pH trong bể đƣợc duy trì ở 7,7 ( theo nghiên cứu của Phạm Khắc liệu thì pH thích

hợp cho mô hình SNAP từ 7,5 – 7,8) và kiểm soát bằng controller pH, vì vậy pH trong

bể thay đổi không nhiều so với giá trị cần kiểm soát. Bảng 4.2 cho thấy pH thực tế

trong bể và pH đƣợc kiểm soát.

Bảng 4.2 Giá trị pH qua các tải trọng

Số thứ tự Tải trong

(kgN/m3.ngày)

pH kiểm soát pH thực tế

1 0,2 7,7 7,700 ± 0,029

2 0,4 7,7 7,700 ± 0,028

3 0,6 7,7 7,690 ± 0,032

4 0.8 7,7 7,698 ± 0,031

5 1 7,7 7,694 ± 0,029

6 1,2 7,7 7,706 ± 0,024

7 1,4 7,7 7,710 ± 0,025

Nhiệt độ

Nhiệt độ không đƣợc kiểm soát, phụ thuộc vào nhiệt độ môi trƣờng. Theo trung

tâm dự báo khí tƣợng thủy văn nhiệt độ thành phố Hồ Chí Minh từ 26 – 36oC, nhiệt độ

trung bình là 30oC. Nhiệt độ này khá thích hợp cho vận hành mô hình SNAP. Đăc biệt

từ sau tết (tháng 2) nhiệt độ có nhiệt độ khá cao, nhiệt độ ban ngày thƣờng xuyên ở

mức 33 – 37oC, đây là mức nhiệt độ khá tối ƣu cho mô hình SNAP hoạt động (hiệu

quả xử lý SNAP đạt hiệu suất cao khi nhiệt độ ở 35oC – theo nghiên cứu của Phạm

Khắc Liệu). Bên cạnh đó, khi nhiệt độ cao hơn 28oC, tốc độ phát triển của AOB cao

hơn NOB, đồng thời ở nhiệt độ nào ái lực với oxi của AOB cũng cao hơn NOB. Nhìn



chung, nhiệt độ trong thời gian vận hành mô hình SNAP khá phù hợp để cho

anammox và AOB phát triển.

4.2.2. Nồng độ FA và FNA trong bể

Nhƣ chúng ta biết, FA và FNA là 2 trong những thông số ảnh hƣởng chính đến

sự phân tách AOB và NOB. Vi khuẩn AOB bị ức chế khi nồng độ FA lớn hơn 10 –

150 mgN/l,và trong khi đó vi khuẩn NOB lại bị ức chế ở nồng độ thấp hơn, chỉ từ 0,08

– 0,82 mgN/lit. Và vi khuẩn AOB cũng chịu đƣợc nồng độ FNA cao hơn, chỉ bị ức chế

ở nồng độ 0,2 – 2,8 mgN/l, trong khi đó NOB đã bị ức chế khi nồng độ HNO2 –N đạt

0,06 – 0,83 mg/lit. Vì vậy FA trong bể đƣợc kiểm soát cao hơn 0,82 mg/lit và thấp hơn

10 mg/lit. Và nồng độ FNA đƣợc kiểm soát sao cho nồng độ luôn thấp hơn 0,2 mg/l để

trách ức chế vi khuẩn AOB.

Hàm lƣợng FA đƣợc xác định bởi công thức 3.1

pH

6334( )

o pH273+t

17 TAN x 10FA = x

14e +10

(3.1)

Trong đó:

TAN = Nồng độ amonia trong bể phản ứng, mg/l

pH = Giá trị pH trung bình trong bể phản ứng

t0 = Nhiệt độ trung bình trong bể phản ứng, 30

0C

Nồng độ FA trong bể là thông số để kiểm soát NOB, vì vậy, nồng độ của FA

trong bể phải đủ cao để ức chế vi khuẩn NOB và phải thấp để không gây ức chế vi

khuẩn AOB. Nồng độ FA trong bể phải luôn lớn hơn 0,82 mg/l và thấp hơn 10 mg/lit.

Theo phƣơng trình, FA phụ thuộc vào nhiệt độ, pH và nồng độ NH4+ trong bể. Nhiệt

độ là thông số không đƣợc kiểm soát, luôn giao động và đƣợc lấy trung bình là 30oC,

nồng độ NH4+ trong bể phụ thuộc vào nồng độ NH4

+ đầu vào và hiệu suất xử lý của vi

sinh vật trong bể, NH4+

trong bể sẽ giam theo thời gian ở mỗi tại trọng vì hiệu suất xử

lý tăng. Vì vậy, hàm lƣợng FA đƣợc kiểm soát chính thông qua pH của bể. pH của bể

luôn đƣợc cài đặt là 7,7 (pH của bể sẽ đƣợc giảm nếu FA trong bể vƣợt 10mg/l).



Hình 4.2 Nồng độ FA trong bể

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

Số

thứ

tự

Tải

(kgN/m3.ngày)

Giao động

FA

(mg/l)

FA trung bình

Giao động

FNA

(10-3

mg/l)

FNA trung

bình

1 0,2 1,2 - 4,9 2,256 ± 0,821 0,12 – 0,45 0,287 ± 0,106

2 0,4 2,4 – 5,84 3,778 ± 1,035 0,08 – 0,40 0,200 ± 0,073

3 0,6 2,57 – 7,73 4,734 ± 1,545 0,05 – 0,31 0,240 ± 0,059

4 0,8 2,51 – 6,67 3,477 ± 1,209 0,33 – 0,55 0,430 ± 0,066

5 1,0 1,28 – 7,9 4,076 ± 2,390 0,69 – 0,84 0,652 ± 0,159

6 1,2 2,09 – 8,11 5,016 ± 1,807 0,71 – 1,01 0,881 ± 0,136

7 1,4 2,62 – 9,76 4,752 ± 2,260 0,41 – 1,27 1,083 ± 0,206

FA trong bể tăng theo sự tăng tải, điều đó có thể giải thích là do nồng độ NH4+

đầu vào tăng dân ở các tải mà các thông số pH và nhiệt độ điều cố định (do nhiệt độ

lấy trung bình là 30oC cho các tải). Tuy nhiên, qua 7 tải chạy trong thí nghiệm, FA

trong bể luôn đạt yêu cầu (ức chế đƣợc NOB mà không kiềm hãm sự phát triển của

AOB), chính vì vậy, môi trƣờng thí nghiệm phân lập khá tốt chủng vi sinh trong bể, vi

khuẩn AOB chiếm ƣu thế, đây là tiền đề để mô hình SNAP đạt hiệu quả cao.



Nồng axit nitrit tự do (FNA-Free nitrious acid) (mg /l) đƣợc xác định theo công

thức 3.2

-2300( )

0pH 273+t

2NO -N47FNA = x

1410 x e

(3.2)

Trong đó:

NO2-N = Nồng độ nitrit trong bể phản ứng, mg/l

pH = Giá trị pH trung bình trong bể phản ứng

t0 = Nhiệt độ trung bình trong bể phản ứng, 30

0C

Nồng độ FNA trong bể rất thấp, dao động từ 0,05 – 1 .10-3

mg/lit, thấp hơn

nhiều so với nồng độ bị ức chế của AOB là 0,2 – 2,8 mg/l. Nhìn chung, nồng độ FNA

tăng theo sự tăng tải, nguyên nhân do NO2- đầu ra tăng. NO2

- tăng do DO tăng, đồng

thời sinh khối AOB trong bể cũng tăng, hoạt động ổn định hơn, nên quá trình chuyển

hóa NH4+ sang NO2

- cũng xảy ra mạnh hơn. Nồng độ FNA trong bể đƣợc thể hiện ở

bảng 4.3 và hình 4.3

Hình 4.3 Nồng độ FNA trong bể



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

4.3.4.1. Hiệu quả chuyển hóa NH4+

Hiệu quả chuyển hóa NH4+ là một trong những mục tiêu của mô hình SNAP, vì

để loại bỏ nitơ thì trƣớc tiên NH4+ phải đƣợc chuyển hóa. Hiệu quả chuyển hóa NH4

+

đƣợc thể hình qua bảng 4.4 và hình 4.4

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

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

Số thứ tự Tải

(KgN/m3.ngày)

Giá trị thấp

nhất (%)

Giá trị cao nhất

(%)

Giá trị trung bình

(%)

1 0,2 13,333 71,111 43,217 ± 19,661

2 0,4 35,359 69,613 53,023 ± 11,653

3 0,6 41,288 76,493 59,715 ± 12,127

4 0,8 58,989 83,333 76,247 ± 8,185

5 1,0 61,798 93,304 79,244 ± 12,383

43.217

53.023 59.715

78.182 79.244 79.656 83.453

0.000

10.000

20.000

30.000

40.000

50.000

60.000

70.000

80.000

90.000

100.000

Tải 0,2 Tải 0,4 Tải 0,6 Tải 0,8 Tải 1,0 Tải 1,2 Tải 1,4

Hiệu quả chuyển hóa (%)

Hiệu quả chuyển hóa (%)

%



6 1,2 69,091 91,078 79,656 ± 7,059

7 1,4 66,667 90,476 83,453 ± 7,579

Ở tải 0,2 kgN/m3.ngày hiệu quả chuyển hóa đạt tới 71,111%. Tuy nhiên hiệu

quả chuyển hóa trung bình chỉ đạt 43,217 ± 19,661%, độ lệch chuẩn khá cao tới

19,661%, điều đó chứng tỏ là ở tải trọng này sự ổn định còn thấp nguyên nhân là do vi

sinh vật mới vừa chuyển từ giai đoạn thích nghi sang, vi khuẩn chƣa kịp thích nghi với

sự thay đổi của điều kiện xử lý, nồng độ sinh khối còn thấp. Ngƣợc lại ở tải 1,4

kgN/m3.ngày (tải cao nhất của thí nghiệm), chuyển hóa đạt tới trên 90%, hiệu suất

chuyển hóa trung bình đạt 83,453 ± 7,579%, độ lệch chuẩn chỉ có 7,579%. Nhƣ vậy, ở

tải cuối, sự phát triển sinh khối của hệ vi sinh vật trong bể khá cao và ổn định. Qua

bảng ta cũng dể dàng nhận thấy, ở các tải 0,4; 0,6 và 1,0 kgN/m3.ngày độ lệch chuẩn

của hiệu quả chuyển hóa cao hơn so với các tải 0,8; 1,2 và 1,4 kgN/m3.ngày. Một sự

trùng hợp và ở các tải 0,4; 0,6 và 1,0 kgN/m3.ngày điều phải thay đổi DO hòa tan tới 3

- 4 lần. Nhƣ vậy, DO ảnh hƣởng khá lớn tới sự ổn định của tải. Sự thay đổi DO của

nhƣng tải này đã không diễn ra kịp thời và hợp lý, làm cho hiệu quả chuyển hóa ở các

tải này không ổn định mặt dù hiệu quả chuyển hóa vẫn đạt khá cao.

Nhìn vào đồ thị hình 4.5 ta thấy ở tải 0,2; 0,4 và 0,6 kgN/m3.ngày, mô hình cần

mất nhiều thời gian để đạt đƣợc sự ổn định (mất trên 40 ngày ở mỗi tải), ở các tải này

điều chạy trƣớc tết, lý do có thể là do mô hình mới hoạt động, vi sinh vật mới đƣợc

chạy thích nghi trong 20 ngày, còn chƣa ổn định, chƣa thích nghi hoàn toàn với điều

kiện vận hành. Bên canh đó, thời tiết ở những tháng chạy các tải này không đƣợc

thuận lợi bằng nhƣ các tháng sau tết, nhiệt đô không cao nhƣ thời gian vận hành sau

tết.



Hình 4.5 Hiệu quả chuyển hóa amoni

Với các tải 1,0; 1,2 và 1,4 kN/m3.ngày, nhìn chung, hiệu quả chuyển hóa NH4

+

ở các tải này tƣơng đối cao. Mô hình nhanh chóng thích nghi, tăng hiệu quả chuyển

hóa và bắt đầu ổn định khi đạt hiểu quả chuyển hóa trên 90%.

Khi so sánh với mô hình SNAP của tác giả Đào Vĩnh Lộc, ta thấy rõ hiệu quả

chuyển hóa của mô hình ở tải 1,0 kgN/m3.ngày cao hơn rất nhiều so với mô hình của

tác giả. Hiệu quả chuyển hóa của mô hình đạt 90% trong khi của tác gia chỉ đạt 66%

[1] và hiệu quả chuyển hóa trung bình của mô hình đạt 79,244 ± 12,383% ở tải 1,0

kgN/m3.ngày, trong khi của tác giả Đào Vĩnh Lộc chỉ đạt 67,36 ± 3,88% [1]. Mặc dù

cùng sử dụng một loại giá thể và thành phần nƣớc thải giả nhƣ nhau, nhƣng hiệu quả

chuyển hóa cao hơn cho thấy sự bố trí phù hợp của giá thể trong bể phản ứng và điều

kiện vận hành đƣợc đảm bảo. Khi so sánh với mô hình SNAP tác giả Phạm Khắc Liệu,

hiệu quả chuyển hóa của 2 mô hình là tƣơng đƣờng, đều đạt 90%.[3]

4.3.4.2. Hiệu quả loại bỏ TK

Hiệu quả loại bỏ nitơ là mục đích chính của thí nghiệm. Hiệu quả xử lý sẽ thể

hiện đƣợc khả năng thích nghi và hoạt tính của vi khuẩn anammox. Nhìn chung hiệu

quả khử nitơ tổng đạt khá cao vào ổn định ở những tải cuối. Nhìn vào đồ thì hình 4.6.

ta dể dàng nhận thấy hiệu quả xử lý tăng dần theo thời gian.



Hình 4.6 Hiệu quả xử lý nitơ

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

Qua hình 4.7 ta thấy hiệu quả xử lý trung bình lần lƣợt của mỗi tải là: Tải 0,2

kgN/m3.ngày là 35,094 ± 17,859%. Tải 0,4 kgN/m

3.ngày là 45,716 ± 11,011%. Tải 0,6

kgN/m3.ngày là 54,019 ± 11,989%, Tải 0,8 kgN/m

3.ngày là 71,172 ± 8,127%. Tải 1,0

kgN/m3.ngày là 74,665 ± 12,071%, Tải 1,2 kgN/m

3.ngày là 74,894 ± 6,789%, Tải 1,4

kgN/m3.ngày là 78,665 ± 7,580 %. Nhƣ vậy, hiệu quả loại bỏ nitơ trung bình tăng dần

qua các tải và bắt đầu ổn định ở các tải 0,8 kgN/m3.ngày trở về sau. Nguyên nhân là do

những tải đầu tiên, vi khuẩn chƣa thích nghi kịp, hiệu quả xử lý những ngày đầu của

tải còn ở mức rất thấp, từ đó hiệu quả xử lý trung bình của tải không cao. Ngoài ra, vi

khuẩn anammox là vi khuẩn có thời gian nhân đôi khá chậm, và hoạt tính của nó còn

thấp khi mới từ giai đoạn thích nghi sang. Chính vì vậy, ở những tải đầu 0,2; 0,4 và 0,6

35.094

45.716 53.800

72.566 74.349 74.045 78.060

0.00010.00020.00030.00040.00050.00060.00070.00080.00090.000

100.000

Tải 0,2 Tải 0,4 Tải 0,6 Tải 0,8 Tải 1,0 Tải 1,2 Tải 1,4

Hiệu quả xử lý (%)

Hiệu quả xử lý (%)



kgN/m3.ngày, sinh khối vi khuẩn anammox và hoạt tính của nó trong bể còn ở mức

thấp nên hiệu quả xử lý không cao. Với tải 0,8; 1,0; 1,2 và 1,4 kgN/m3.ngày, sinh khối

cũng nhƣ hoạt tính của hệ vi khuẩn trong bể đã tăng lên đáng nên hiệu quả xử lý khá

cao.

Bảng 4.5 Hiệu quả xử lý ở các tải trọng

Số thứ tự Tải

(KgN/m3.ngày)

Giá trị thấp

nhất (%)

Giá trị cao nhất

(%)

Giá trị trung bình

(%)

1 0,2 8,864 58,236 35,094 ± 17,859

2 0,4 29,710 63,177 45,716 ± 11,011

3 0,6 35,709 70,529 54,019 ± 11,989

4 0,8 55,036 78,636 71,172 ± 8,127

5 1,0 57,334 88,230 74,665 ± 12,071

6 1,2 64,562 86,009 74,894 ± 6,789

7 1,4 62,496 85,437 78,665 ± 7,580

Qua bảng số liệu 4.5 ta nhận thấy ở tải trọng 0,2 kgN/m3.ngày hiệu quả xử lý

dao động khá mạnh. Độ chệnh lệch giữa hiểu quả xử lý cực tiểu và cực đại là

49,596%, đây cũng là độ chệnh lớn nhất trong 7 tải thí nghiệm. Nguyên nhân có thể là

do quá trình chạy thích nghi 20 ngày là quá ngắn, không đủ thời gian để vi khuẩn

anammox tăng một lƣợng sinh khối thích hợp, vì vậy, ở tải 0,2 kgN/m3.ngày, hiệu quả

loại bỏ ở những ngày đầu là khá thấp. Tuy nhiên, hiệu quả này cũng tăng dần theo thời

gian và đạt 58,236% ở cuối tải 0,2kgN/m3.ngày. Trong khi đó, tải 0,4 kgN/m

3.ngày,

hiệu quả xử lý cực tiểu đã đạt 62,496%, cao hơn nhiều so với tải 0,2 kgN/m3.ngày.

Hiệu quả loại bỏ nitơ cực tiểu ở các tải cũng tăng dần, đạt 64,562% ở tải 1,2

kgN/m3.ngày, sau đó giảm nhẹ ở tải 1,4 kgN/m

3.ngày (còn 62,496%). Nhƣ vậy, vi

khuẩn anammox đã thích nghi với sự thay đổi nồng độ NH4+, cũng nhƣ nồng độ NO2

-

đƣợc chuyển hóa thành khi có sự thay đổi tải lƣợng.



Cũng nhƣ hiệu quả xử lý cực tiểu, hiệu quả xử lý cực đại cũng tăng dần qua 7

tải nghiên cứu. Và hiệu quả này ổn định ở các tải 1,0; 1,2 và 1,4 kgN/m3.ngày, đạt trên

85%. Khi so sánh với kết quả nghiên của của tác giả Phạm Khắc Liệu cho thấy, tuy

hiệu quả xử lý của mô hình ở tải 0,6 kgN/m3.ngày thấp hơn so với nghiên cứu của tác

giả Phạm Khắc Liệu (hiệu quả xử lý khoảng 75% [3] trong khi trong nghiên cứu này

chỉ đạt 70%), nhƣng ơ tải 1,0 kgN/m3.ngày, mô hình có hiệu quả cao hơn nhiều so với

tác giả, hiệu quả xử lý đạt trên 88%, trong khi của tác giả chỉ đạt 80%[3]. Bên cạnh đó,

khi so sánh kết quả của mô hình nghiên cứu với kết qua đạt đƣợc với tác giả Đào Vĩnh

Lộc cho thấy, hiệu quả loại bỏ nitơ của mô hình nghiên cứu cao hơn rất nhiều so với

mô hình của tác giả Đào Vĩnh Lộc ( ở tải 1,0 kgN/m3.ngày mô hình đạt hiệu quả xử lý

cực đại trên 88% trong khi đó mô hình của tác giả Đào Vĩnh Lộc chỉ đạt 66,48%[1])

mặc dù 2 mô hình có nhiều đặc điểm giống nhau nhƣ: đều sử dụng nƣớc thải giả, sử

dụng giống nhau về vật liệu giá thể (biofix), cũng nhƣ môi trƣờng vận hành (điều đặt ở

phòng thí nghiệm đại học Bách Khoa). Nhƣ vậy, so với mô hình của tác giả Đào Vĩnh

Lộc mô hình nghiên cứu đã có nhiều ƣu điểm hơn và khắc phục đƣợc các nhƣợc điểm

của mô hình của tác giả. Hiệu quả chuyển hóa và hiệu quả xử lý trung bình của 2 mô

hình đƣợc trình bày ở bảng 4.6

Bảng 4.6 So sánh hiệu quả xử lý

Giai

đoạn

Tải trọng

(kgN/m3.

ngày)

Hiệu suất chuyển hóa trung

bình (%)

Hiệu suất loại bỏ trung bình (%)

SNAP* SNAP** SNAP* SNAP**

1 0,2 43,217 ±19,661 50,72 ± 18,79 35,094 ± 17,859 40,32 ± 17,73

2 0,4 53,023 ±11,653 51,50 ± 8,44 45,716 ± 11,011 43,26 ± 9,80

3 0,6 59,715 ±12,127 65,89 ± 11,29 54,019 ± 11,989 56,68 ± 10,79

4 0,8 76,247 ± 8,185 70,16 ± 4,80 71,172 ± 8,127 63,39 ± 5,15

5 1,0 79,244 ±12,383 67,36 ± 3,88 74,665 ± 12,071 62,18 ± 4,08

SNAP* là mô hình thí nghiệm

SNAP** là mô hình của tác giả Đào Vĩnh Lộc [1]

Nhìn vào bảng 4.6 ta thấy hiệu quả xử lý và hiệu quả chuyển hóa Amoni của

SNAP** tăng dần theo các tải nhƣng đên tải 1,0 kgN/m3.ngày thì hiệu quả lại đột ngột



giảm, trong khi đó mô hình SNAP* hiệu quả xử lý tăng dần qua các tải, mặt dù ban

đầu hiệu quả của SNAP* thấp hơn SNAP**, tuy nhiên đến tải 0,8 và 1,0 kgN/m3.ngày

hiệu quả của SNAP* cao hơn nhiều so với SNAP**, nhƣ vậy, khi đến tải cao, cần

lƣợng sinh khối lớn để quá trình xử lý thì mô hình SNAP** lại không đủ sinh khối cho

mô hình xử lý, còn mô hình SNAP* đƣợc bố trí giá thể phù hợp hơn, nên mật độ sinh

khối trong bể vẫn đủ để loại bỏ nitơ với nồng độ cao hơn, và hiệu quả loại bỏ vẫn tiếp

tục tăng. Bên cạnh đó, việc bố trí hệ thống phân phối khí của SNAP** không đƣợc

cách ly với giá thể nhƣ SNAP*, khi chạy ở tải trọng cao, DO đƣợc tăng cao, vận tốc

khi lớn, các bong bóng khi là tác nhân gây tróc sinh khối bám trên giá, sinh khối trôi ra

ngoài làm cho mật độ sinh khối trong bể thấp là nguyên nhân hiệu quả xử lý của

SNAP** không cao và bị giảm ở tải 1,0 kgN/m3.ngày. Ta có thể dể dàng thấy sự chệnh

lệch hiểu quả xử lý của mô hình SNAP* và SNAP** ở tải 1 kgN/m3.ngày ở bảng 3.7.

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

Hiệu quả chuyển hóa (%) Hiệu quả xử lý (%)

Cực tiểu Cực đại Trung bình Cực tiểu Cực đại Trung bình

Mô hình thí

nghiệm

61,12 93,30 79,23±12,70 57,30 87,55 74,34±12,38

Mô hình của

tác giả Đào

Vĩnh Lộc

59,86 71,79 67,36±3,88 54,56 66,48 62,18±4,08

Mối quan hệ giữa hiểu quả chuyển hóa Amoni và hiệu quả loại bỏ TK

Nhƣ ta đã biết, trong mô hình SNAP, amoni ban đầu sẽ đƣợc vi khuẩn AOB

chuyển hóa thành NO2-, sau đó NO2

- sẽ đƣợc vi khuẩn anammox chuyển hóa cùng với

NH4+ thành N2 và một phần NO3

-. Nhƣ vậy, để hiểu quả xử lý (NRE) đạt tối ƣu thì

hiệu quả chuyển hóa Amoni ( ACE) cũng phải đạt tối ƣu. Hay nói cách khác, hiệu quả

chuyển hóa Amonia với hiệu quả loại bỏ TN có mối quan hệ với nhau. Nhìn đồ thị

hình 4.8 ta dể dàng thấy chúng có mối quan hệ tuyến tính với nhau.



Hình 4.8 quan hệ giữa NRE với ACE

Nhƣ vậy, trong thí nghiệm này, NRE với ACE có mối quan hệ tuyến tính với

nhau qua phƣơng trình đƣờng thẳng Y = 0,9775X – 6,0736 với R2 = 0,9895. Từ kết

quả thí nghiệm và cơ sở lý thuyết, một lần nữa ta khẳng định trong mô hình SNAP để

hiệu quả loại bỏ TN càng cao thì hiệu quả chuyển hóa amoni phải cao.

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

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

Nhƣ ta biết, hiệu quả loại bỏ TN của mô hình phụ thuộc vào nồng độ NH4+,

NO2-, NO3

- và một phần rất nhỏ nitơ ở dạng hữu cơ, dạng nitơ này đƣợc sinh ra do quá

trình chết đi của vi sinh vật. Vì vậy, ngoài NH4+ thì NO2

- và NO3

- là 2 thành phần đáng

chú ý trong nƣớc dòng ra. Trong mô hình SNAP thì NO3- là sản phẩm phụ của quá

trình anammox, nó thể hiện đƣợc khả năng xử lý, loại bỏ nitơ của vi khuẩn anammox.

NO2- là sản phẩm từ quá trình nitrit hóa của vi khuẩn AOB, NO2

- dòng ra chịu ảnh

hƣởng từ hoạt tính của cả vi khuẩn AOB và vi khuẩn anammox, nếu nồng độ NO2-

dòng ra quá cao, điều đó thể hiện hoạt tính của AOB mạnh hơn của vi khuẩn

anammox, NO2- sinh ra không đƣợc anammox sử dụng triết để, ngƣợc lại, nếu NO2

-

dòng ra quá thấp, điều đó có nghĩa là hoạt tính của AOB trong bể thấp hơn vi khuẩn

anammox, vì vậy, NO2- sinh ra không đủ cho vi khuẩn anammox sử dụng. Nồng độ

NO2- và NO3

- trong dòng ra đƣợc thể hiện ở hình 4.9

y = 0.9775x - 6.0736 R² = 0.9895

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

0 20 40 60 80 100

Mối quan hệ giữa hiệu quả chuyển hóa và hiệu quả xử lý

Hiệu quả chuyển hóa amoni (%)

Hiệ

u q

uả

oại

bỏ

nit

ơ (

%)



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

Sự biến động NO3--N đầu ra

Nhìn chung NO3--N đâu ra không ổn định, tuy nhiên vẫn dể dàng nhận thấy

nồng độ NO3- tăng dần theo thời gian, cùng với sự tăng tải trọng NH4

+ bị loại bỏ. Điều

này là phụ hợp với lý thuyết, vì theo lý thuyết, mỗi 1g NH4+ bị loại bỏ sẽ sinh ra 0,11g

NO3-. Tuy nhiên, sự tăng nồng độ NO3

- không theo nhƣ lý thuyết, đến cuối tải 0,4

kgN/m3.ngày, từ ngày 81 bắt đầu có sự giảm nồng độ NO3

-, đến đầu tải 0,6

kgN/m3.ngày bắt đầu có sự tăng NO3

- trở lại, nhƣng sự tăng này không còn theo qui

luật nhƣ lý thuyết, mà nồng độ NO3- tăng chậm hơn, điều này có thể giải thích trong

mô hình SNAP bắt đầu có sự khử NO3-. Vi khuẩn khử nitrat hoàn toàn có thể tồn tại

trong mô hình SNAP, vì vi sinh cho vào mô hình không phải là vi sinh vật thuần

chủng mà chúng đƣợc lấy từ bùn hiếu khí của bể phân hủy hiếu khí. Những vi khuẩn

khử nitrat này là vi khuẩn tùy tiện, trong điều kiện có oxi chúng sẽ sử dụng oxi là chất

nhận điện tử, nhƣng trong điều kiện thiếu khí, chúng sẽ sử dụng NO3- là chất nhận điện

tử. Những vi khuẩn này là vi khuẩn dị dƣỡng, chúng sử dụng nguồn cacbon hữu cơ,

nguồn cacbon hữu cơ trong bể phản ứng SNAP đƣợc sinh ra từ quá trình chết đi của

những vi khuẩn già nua cũng nhƣ vì những lý do khác và một lƣợng nhỏ chất hữu cơ

đƣợc bổ sung vào (C8H5O4K). Nhƣng đến ngày thứ 81, sự khử NO3- mới bắt đầu đƣợc

nhận thấy, bởi vì, đến giai đoạn này mới qui tụ đầy đủ những yếu tố để quá trình khử

nitrat xảy ra:



o Sinh khối tích lũy nhiều, các vi khuẩn khử nitrat lúc đầu nằm phía ngoài,

nhƣng sau đó dần dần bị phủ lên một lớp vi khuẩn hiếu khí khác (chủ

yếu là vi khuẩn AOB), các vi khuẩn khử nitrat này từ điều kiện hiếu khí

chuyển sang thiếu khí, chúng bắt buộc phải sử dụng NO3- làm chất nhận

điện tử (do sự ƣu tiên sử dụng oxi trong môi trƣờng nếu có cả oxi và

NO3- nên lúc đầu chúng không sử dụng NO3

-).

o Hàm lƣợng cacbon hƣu cơ đƣợc tạo ra nhiều hơn, đủ để cho vi khuẩn

khử nitrat sử dụng để khử một lƣợng lớn NO3- mà ta có thể nhận thấy có

sự khử NO3- trong bể phản ứng.

Theo thời gian vận hành lớp sinh khối ngày càng dày hơn, nghĩa là lớp sinh

khối của vi khuẩn khử nitrat cũng dày hơn, đồng thời hàm lƣợng cacbon hữu cơ về sau

cũng nhiều hơn, do đó hiệu quả khử nitrat ngày càng tăng. Cũng bởi lý do này mà mặt

dù về sau, tải lƣợng NH4+ bị loại bỏ ngày càng tăng nhƣng nồng độ NO3

- dòng ra tăng

khá chậm và chỉ đạt 26,625 mg/l ở những ngày cuối cùng trong khi theo lý thuyết phải

đạt 66,451 mg/lit ứng với sự loại bỏ 1,207 kgNH4+-N/m

3.ngày. Sự biến động của nồng

độ NO3—

N dòng ra đƣợc thể hiện ở bảng 4.8

Bảng 4.8 Nồng độ NO3—N dòng ra

STT Tải

KgN/m3.ngày

Nồng độ NO3--N

cực tiểu

(mg NO3--N /l)

Nồng độ NO3--N

cực đại

(mg NO3--N /l)

Trung bình

(mg NO3--N /l)

1 0,2 1,454 9,423 5,278 ± 2,624

2 0,4 10,391 15,411 12,837 ± 1,707

3 0,6 12,131 16,688 14,925 ± 1,134

4 0,8 15,400 18,892 17,612 ± 1,073

5 1,0 14,601 20,766 18,859 ± 1,178

6 1,2 19,384 23,967 22,159 ± 1,514

7 1,4 22,368 26,943 25,735 ± 1,146



Nồng độ NO2-N

Nhìn chung nồng độ NO2-N tăng dần theo thời gian. Tuy nhiên, nhìn vào

đồ thị 4.9 ta thấy ở những ngày đầu, nồng NO2-N đầu ra cao, về sau, nồng độ

giảm dần, rồi sau đó mới tăng trở lại. Điều đó có thể giải thích là do nhƣng

ngày đầu anammox chậm thích nghi hơn so với vi khuẩn AOB, vì vậy, NO2-

sinh ra bởi vi khuẩn AOB không đƣợc tiêu thụ hết, nồng độ đầu ra còn cao. Sau

đó, khi anammox đã thật sự thích nghi thì bắt đầu tiêu thụ mạnh NO2-, làm cho

nó giảm xuống. Theo thời gian, hoạt tính cũng nhƣ sinh khối anammox tăng

lên, đòi hỏi nồng độ NO2- trong bể cao hơn, chính vì vậy, sự tăng NO2

- trong bể

đã làm cho nồng NO2- đầu ra tăng. Tuy nhiên, nồng độ NO2

- trong bể vẫn

không đủ cao để sinh ra nồng độ FNA gây ức chế cho vi khuẩn AOB trong bể.

Đồng thời nhƣ đã nói ở 2.1.5 thì anammox bị ức chế khi NO2-N đạt 70 mg/l,

tuy nhiên, nồng độ NO2-N dòng ra chỉ đạt 9mg/l. Ở nồng độ này, NO2-N hoàn

toàn không thể ức chế đƣợc vi khuẩn anammox. Nhƣ vậy, nồng độ NO2-N

trong bể không đủ để ức chế vi khuẩn AOB và anammox.

Qua đồ thị 4.9 ta cũng thấy rõ ở một số tải nhƣ 0,6; 1; 1,4 kgN/m3.ngày,

nồng độ NO2-N đôi khi có sự biến động mạnh, tức là nồng độ NO2-N giảm

xuống thấp sau đố đột ngột tăng mạnh, đó là do việc kiểm soát DO trong bể

đƣợc thiết lập thông qua nồng độ NO2-N, nếu nồng độ NO2-N xuống thấp, tức

là DO trong bể không đủ có AOB chuyển hóa NH4+ thành NO2

-, lƣợng NO2

- bị

mất đi do vi khuẩn anammox sử dụng không đƣợc bổ sung từ AOB, chính vì

vậy NO2- giảm dần, lúc này ta cần phải tăng DO trong bể, việc tăng DO trong

bể đã làm nồng độ NO2-N tăng cao hơn nhiều so với ngày DO bị thiếu, chính vì

vậy có sự tăng đột ngột NO2-N trong bể ở một vài tải. Bảng 4.9 thể hiện nồng

độ NO2-N trong bể qua các tải.

Bảng 4.9 Nồng độ NO2-N dòng ra

STT Tải

KgN/m3.ngày

Trung bình

(mg NO2-N /l)

1 0,2 2,156 ± 0,833

2 0,4 1,521 ± 0,542



3 0,6 1,723 ± 0,408

4 0,8 3,177 ± 1,123

5 1,0 4,824 ± 1,980

6 1,2 6,724 ± 0,927

7 1,4 8,101 ± 1,180

4.2.4.2. Sự biến động Cl- dòng ra

Vì mô hình chạy nƣớc thải giả, sử dụng NH4Cl là cơ chất nitơ. Vì vậy, khi tăng

tải, nồng độ nitơ tăng đồng nghĩa với nồng độ Cl- trong bể cũng tăng. Mà Cl- cũng là

một chất gây ức chế cho quá trình SNAP. Theo Pham Khắc Liệu thì Cl- ở nồng độ

dƣới 10g/l sẽ không ảnh hƣởng đến vi khuẩn anammox, tuy nhiên, nó vẫn có khả năng

gây ức chế vi khuẩn AOB.

Hình 4.10 Nồng độ Cl-

Nồng độ Cl- đƣợc tăng từ 253,6 mgCl

-/lit ở tải 0,2 kgN/m

3.ngày đến 1521,4

mgCl-/lit ở tải 1,2 kgN/m

3.ngày. Tuy nhiên, thông qua hiệu quả xử lý nitơ của 7 tải, ta

có thể thấy, nồng độ Cl- trong bể vẫn chƣa đủ để gây ức chế cho vi khuẩn AOB, ngày

cả ở nồng độ 1803,4 mgCl-/l hiệu quả chuyển hóa NH4

+ và hiệu quả loại bỏ nitơ vẫn

đạt ở mức cao, đạt tới trên 90% chuyển hóa và 85% loại bỏ. Nhƣ vậy, nồng độ Cl- ở

1803,4 mgCl-/l vẫn chƣa có khả năng ức chế đƣợc vi khuẩn AOB trong mô hình

SNAP, cũng nhƣ không ảnh hƣởng đến hiệu quả xử lý của mô hình SNAP.



4.3. Sinh khối bùn

4.3.1. Quan sát hình thái bùn

Sau thời gian vận hành, sinh khối bám càng nhiều trên bể và màu sắc bắt đầu có

sự thay đổi khá rõ. Bùn bám kín giá thể bắt đầu ở tải thứ 2 và phủ hoàn toàn trên giá

thể, không đê lộ màu trắng của giá thể ở tải thứ 3 (tải 0,6 kgN/m3.ngày) nhƣ ban đầu

(tải 0,2 kgN/m3.ngày). Màu sắc của bùn bám trên giá thể cũng thay đổi rõ rệt, sự thay

đổi thấy rõ bắt đầu từ tải 0,8 kgN/m3.ngày, màu nâu nhạt dần dần đƣợc chuyển sang

màu nâu đỏ ở tải 1,0 kgN/m3.ngày và màu sắc này đƣợc giữ nguyên cho tới những tải

cuối cùng. Điều này chứng tỏ vi khuẩn anammox phát triển trong hệ vi sinh bám trên

giá thể ngày càng mạnh vì vi khuẩn anammox có màu nâu đỏ. Bắt đầu từ tải 0,8

kgN/m3.ngày thì hiệu suất chuyển hóa và xử lý NH4

+ cũng khá cao trên 80% cho hiệu

suất chuyển hóa và trên 70% cho hiệu suất xử lý.

Tải 0,2 Tải 0,4 Tải 0,6

Tải 0,8 Tải 1,0 Tải 1,2 Tải 1,4

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



Bùn trong giá thể và bùn lơ lửng

Hình bùn lơ lửng Hình bùn trên giá thể

Hình 4.12 Bùn trên giá thể và bùn lơ lửng

Bùn trong bể phản ứng chia làm 2 dạng, bùn bám trên giá thể và bùn lơ lửng

nhƣ hình 4.12. Quan sát bằng mắt thƣờng cho ta thấy bùn bám trên giá thể liên kết với

nhau chắc chẻ hơn, tạo thành những khối bùn lớn, và màu sắc thì có màu nâu đỏ hơn

so với bùn lơ lửng. Điều đó cho thấy mật độ anammox trong bùn lơ lửng thấp hơn

nhiều so với mật độ sinh khối anammox trong bùn giá thể. Điều này cũng hoàn toàn dể

hiểu vì vi khuẩn anammox là vi khuẩn kị khí, vì vậy khi sống lơ lửng trong môi trƣờng

có DO cao sẽ bị ức chết và không thể phát triển đƣợc, còn trong giá thể, bùn anammox

đƣợc bảo vệ, tránh sự ức chế của oxi nhờ những vi khuẩn AOB bám bên ngoài, vì vậy

chúng có điều kiện phát triển và tăng sinh khối.



4.3.2. Sinh khối vi sinh vật

Sinh khối của vi sinh vật sẽ tăng theo thời gian vận hành. Hình cho thấy sinh

khối của vi sinh trong bể tăng

Bể phản ứng 46 ngày 104 ngày

155 ngày 200 ngày 270 ngày

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

Sau 270 ngày vận hành ( không tính thời gian chạy thích nghi) bùn đƣợc đem đi

phân tích để xác định nồng độ sinh khối trong bể. Các thông số của của đƣợc thể hiện

qua bảng 4.10

Bảng 4.10 Đặc tính của bùn trong bể

SS VSS VSS/SS

Bùn không bám trên giá thể (g/l) 8,067 2,287 0,283

Bùn bám trên giá thể (g/g giá thể) 1,047 0,877 0,837



Bùn không bám trên giá thể - Tính cho

toàn bể (g)

48,4 13,721 0,283

Bùn bám trên giá thể (tính cho toàn bể) 96,567 80,851 0,837

Toàn bể (cho 6 lít) 144,967 94,572 0,652

Tính cho toàn bể (mg/l) 24,161 15,762 0,652

Thông số bùn đƣợc tính toán ở cuối tải 1,4 kgN/m3.ngày. Suốt thời gian

vận hành đã rút 84g bùn lơ lửng thông qua xả đáy.

Qua bảng số liệu 4.10 ta dể dàng nhận thấy đƣợc chủ yếu sinh khối đƣợc bám

trên giá thể. Lƣợng SS của giá thể cao gấp 2 lần SS lơ lửng và VSS của giá thể cao gấp

5,891 lần VSS lơ lửng. Tỉ lệ VSS/SS của sinh khối bám trên giá thể cao hơn nhiều so

với sinh khối lơ lửng. Sinh khối lơ lửng có hàm lƣợng VSS rất thấp,VSS/SS chỉ có

0,283, trong khi đó tỉ lệ này ở trên giá thể là 0,837. Điều đó cho thấy, quá trình loại bỏ

Amoni trong nƣớc chủ yếu do vi khuẩn bám trên giá thể thực hiện. Và SS lơ lửng có

hàm lƣợng vi sinh rất thấp, chủ yếu là cặn, vì vậy việc rút bùn lơ lửng trong bể khi

lƣợng bùn này quá nhiều không ảnh hƣởng nhiều đến hiểu quả xử lý mà còn tạo điều

kiện cho quá trình xử lý tốt hơn, vì nó sẽ tạo điều kiện đối lƣu dòng chảy trong bể tốt

hơn, không gây ngẹt dòng trong bể.

Tổng lƣợng trong bể là 144,967gSS (hay 94,572gVSS), tính cho một lit thể tích

bể là 24gSS/l (hay 15gVSS/l), so với lƣợng bùn cho vào (5gSS/l) thì nồng độ bùn

trong bế ở cuối tải là khá cao. Sau 290 ngày vận hành (kể cả thời gian thích nghi)

lƣợng bùn trong bể cao gấp 16 lần nồng độ bùn ban đầu. Điều đó cho thấy vi sinh vật

đã phát triển khá tốt trong điều kiện thí nghiệm. Khi so sánh với kết quả thí nghiệm

của tác giả Pham Khắc Liệu và Đào Vĩnh Lộc, lƣợng bùn bám trên giá thể cao hơn so

với các tác giả. Cụ thể tác giả Phạm Khắc Liệu chỉ đạt 0,52gSS/g giá thể, tác giả Đào

Vĩnh Lộc chỉ đạt 0,50gSS/g giá thể, với mô hình thí nghiệm, lƣợng sinh khối bám trên

giá thể là 1,047gSS/g giá thể. Khi so sánh SS trong bể phản ứng của mô hình thí

nghiệm và của tác giả Đào Vĩnh Lộc cũng cho thấy sinh khối của mô hình cao hơn

nhiều so với của tác giả, của mô hình đạt 24gSS/l trong khi của tác giả Đào Vĩnh Lộc



chỉ đạt 8,69gSS/l[1], điều này một lần nữa khẳng định cách bố trí vật liệu Biofix trong

bể phù hợp hơn nhiều so với của tác giả, nó đã góp phần tạo nồng độ sinh khối trong

bể cao hơn, từ đó tăng đƣợc hiệu quả xử lý. Tuy nhiên, so sánh này cũng chỉ mang tính

tƣơng đối vì lƣợng bùn trên giá thể của 2 tác giả trên đƣợc tính cho tải 1,0

kgN/m3.ngày, trong khi đó lƣợng bùn trong thí nghiệm này đƣợc tính ở tải 1,4

kgN/m3.ngày (vì ở tải 1,0 kgN/m

3.ngày không thể lấy giá thể ra cắt để làm thí

nghiệm). Hiệu quả loại bỏ Amoni của bùn tƣơng đối cao. Hiệu quả tính tại ngày cuối

cùng của quá trình thí nghiệm là 49,450 mgN/gSS.ngày hay 75,801mgN/gVSS.ngày.



CHƢƠNG 5: KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ

1.Kết luận

Sau thời gian nghiên cứu về mô hình SNAP để loại bỏ nƣớc thải nhận tạo với hàm

lƣợng nitơ cao đƣa ra một số kết luận sau:

- Mô hình đã đạt đƣợc hiệu quả xử lý nitơ ở 7 tải khác nhau với hiệu quả xử lý

tƣơng đối cao. Hiệu quả chuyển hóa và xử lý nitơ trung bình lần lƣợt là

43,217% và 35,094% ở tải 0,2 kgN/m3.ngày; 53,023% và 45,716% ở tải 0,4

kgN/m3.ngày; 59,716% và 53,800% ở tải 0,6 kgN/m

3.ngày; 78,182% và

72,566% ở tải 0,8 kgN/m3.ngày; 79,244% và 74,3489% ở tải 1,0 kgN/m

3.ngày;

79,656% và 74,045% ở tải 1,2 kgN/m3.ngày; 83,476% và 78,060% ở tải 1,4

kgN/m3.ngày.

- Mô hình SNAP có khả năng xử lý nƣớc thải có hàm lƣợng nitơ cao và COD

thấp.

- Vi khuẩn anammox có thời gian thích nghi lâu hơn so với vi khuẩn AOB.

- Hiệu quả chuyển hóa amoni và hiệu quả loại bỏ nitơ có mối quan hệ với nhau.

Để hiệu quả loại bỏ nitơ cao thì bắt buộc hiệu quả chuyển hóa amoni phải cao.

Nhƣng hiệu quả chuyển hóa amoni cao không có nghĩa là hiệu quả loải bỏ nitơ

cao.

- DO trong bể có ý nghĩa khá quan trọng, nó ảnh hƣởng trực tiếp đến hiệu quả

chuyển hóa Amoni cũng nhƣ hiệu quả loại bỏ nitơ.

- Có xuất hiện vi khuẩn khử nitrat và quá trình khử nitrat trong bể phản ứng đã

xảy ra.

- Mô hình đã khắc phục đƣợc những nhƣợc điểm của mô hình trƣớc đây.

2.Kiến nghị

Với những kết quả đạt đƣợc, một vài kiến nghị đƣợc đƣa ra nhƣ sau:

- Mô hình hiện đã xử lý loại bỏ đƣợc nitơ ở nồng độ cao, tuy nhiên, đây là nƣớc

thải nhân tạo, vì vậy cần tiếp tục nghiên cứu hiệu quả loại bỏ nitơ với nƣớc thải

thật để đánh giá khả năng ứng dụng vào thực tế.

- Để mô hình đạt hiệu quả tốt, cần phải kiểm soát tốt nồng độ FA trong bể ở mức

phù hợp thông qua điều chỉnh pH trong bể. Và DO trong bể cần phải đƣợc



kiểm soát nhằm đạt hiệu quả chuyển hóa tốt nhất mà không gây ức chế vi khuẩn

anammox, cũng nhƣ tạo điều kiện cho vi khuẩn NOB phát triển, và lãng phí

năng lƣợng.

- Cần có những nghiên cứu khác trên những vật liệu giá thể khác nhằm lựa chọn

đƣợc vật liệu tốt nhất để sử dụng.

- Cần có những nghiên cứu so sánh mô hình SNAP với các mô hình ứng dụng

anammox khác để xác định những ƣu điểm, khuyết điểm của SNAP, cũng nhƣ

đánh gia khả năng ứng dụng vào thực tế của mô hình SNAP so với những mô

hình khác.



TÀI LIỆU THAM KHẢO

TÀI LIỆU TIẾNG VIỆT

[1] Đào Vĩnh Lộc (2012), Nghiên cứu xử lý Amonia trong nƣớc rỉ rác bằng mô hình

SNAP với giá thể Biofix, luận văn tốt nghiệp thạc sĩ

[2] Lê văn Cát (2007), Xử lý nƣớc thải giàu hợp chất nitơ và photpho, nhà xuất bản

Khoa học tự nhiên và Công Nghệ Hà Nội

[3] Phạm Khắc Liệu (2008), Phát triển quá trình xử lý sinh học mới loại nitơ trong

nƣớc thải trên cơ sở phản ứng anammox, Tạp chí khoa học, Đại học Huế, 48:109-118

[4] Phạm Khắc Liệu, Dƣơng Thành Chung (2011), Ứng dụng quá trình kết hợp nitrit

hóa bán phần và anammox xử lý loại nitơ trong nƣớc rỉ rác ở quy mô phòng thí

nghiệm, Tạp chí khoa học và công nghệ, Đại học Đà Nẵng, 4 (45), 99-101.

TÀI LIỆU TIẾNG ANH

[5] Achlesh Daverey, Sin-Han Su, Yu-Tzu Huang, Jih-Gaw Lin (2012), Nitrogen

removal from opto-electronic wastewater using the simultaneous partial nitrification,

anaerobic ammonium oxidation and denitrification (SNAD) process in sequencing

batch reactor, Bioresource Technology 113, 225–231.

[6] Andrea Bertino (2010), Study on one-stage Partial nitritation-anammox process in

MBBRs: a sustainable nitrogen removal.

[7] APHA AWWA, WEF., Standard Methods for the Examination of Water and

Wastewater, American Public Health Association, Washington DC, USA (1999)

[8] Chong-Jian Tang, Ping Zheng, Cai-Hua Wanga, Qaisar Mahmood, Ji-Qiang

Zhang, Xiao-Guang Chen, Lei Zhang, Jian-Wei Chen (2010), Performance of high-

loaded ANAMMOX UASB reactors containing granular sludge, water research, 1-10

[9] Cigdem Kalkan Aktan, Kozet Yapsakli, Bulent Mertoglu (2012), Inhibitory effects

of free ammonia on anammox bacteria, Biodegradation 23:751–762

[10] Dao Vinh Loc and Nguyen Tan Phong (2012), Nitrogen Removal from Landfill

Leachate by Single-Stage Using anammox and Partial nitritation (SNAP) with BioFix



as Biomass Carrier. The 2nd International engineering symposium – IES2012,

Kumamoto University, Kumamoto, Japan.

[11] F. Nishimura, T. Hidaka, A. Nakagawa, H. Yorozu & H. Tsuno (2012), Removal

of high concentration ammonia from wastewater by a combination of partial

nitrification and anammox treatment, Environmental Technology, 33:13, 1485-1489

[12] Furukawa K., Lieu P. K., Tokitoh H., and Fujii T. (2006), Development of single-

stage nitrogen removal using anammox and partial nitritation (SNAP) and its treatment

performances, Wat. Sci. Technol., 53 (6):83-90

[13] Ganigue R., Gabarro J., Lopez H., Ruscalleda M., Balaguer M. D., and Colprim J.

(2010), Combining partial nitritation and heterotrophic denitritation for the treatment

of landfill leachate previous to an anammox reactor, Wat. Sci. Technol., 61(8):1949-

55.

[14] Jiachun Yang,. Li Zhang, Hira Daisuke, Sato Takahiro, Yongguang Ma, Zhigang

Li, and Kenji Furukawa (2010), High rate partial nitrification treatment of reject

wastewater, Journal of Bioscience and Bioengineering VOL. 110 No. 4, 436–440.

[15] J.W. Mulder, J.O.J. Duin, J. Goverde, W.G. Poiesz, H.M. van Veldhuizen, R. van

Kempen, P. Roeleveld,(2006) Full-Scale Experience With The Sharon Process

Through The Eyes Of The Operators, Water Environment Foundation 06; 5256 –

5270.

[16] Kenji Furukawa, Sen Qiao, Takashi Nishiyama, Tatsuo Fujii, Zafar Bhatti (2012),

Rapid startup and high rate nitrogen removal from anaerobic sludge digester liquor

using a SNAP process, Biodegradation 23:157–164

[17] Konrad Egli, Urs Fanger, Pedro J, J. Alvarez, Hansruedi Siegrist, Jan R. van der

Meer, Alexander J., B. Zehnder (2001), Enrichment and characterization of an

anammox bacterium from a rotating biological contactor treating ammonium-rich

leachate, Arch Microbiol 175 :198–207

[18] Lieu P.K., Homan H., Kurogi A., Kawagoshi Y., Fujii T., and Furukawa K.

(2006), Characterization of sludge from single-stage nitrogen removal using anammox



and partial nitritation (SNAP) process, Japanese Journal of Water Treatment Biology,

41 (2):46-53.

[19] Pham Van Sung and Nguyen Tan Phong (2012), Removing of Nitrogen from

Landfill Leachate by Single-Stage Using anammox and Partial nitritation (SNAP) with

Acrylic Pile Fabrics as Biomass Carrier. The 2nd International engineering symposium

– IES2012, Kumamoto University, Kumamoto, Japan.

[20] LIANG Zhu, LIU Jun-xi (2007), Control factors of partial nitritation for landfill

leachate treatment, Journal of Environmental Sciences 19, 523–529

[21] Pynaert K., Wyffels S., Sprengers R, Boeckx P., Van Cleemput O., Verstraete W.,

(2002), Oxygen-limited nitrogen removal in a lab-scale rotating biological contactor

treating an ammonium-rich wastewater, W. Sci. Technol., Vol. 45, 357-363.

[22] Schimidt, I., Sliekers, O., Schmid, M., Bock, E., Fuerst, J. Kuenen, J.G., Jetten,

M.S.M., and Strous M. (2003), New concepts of microbial treatment processes for the

nitrogen removal in wastewater, FEMS Microbio. Rev., 27, 481-492.

[23] Strous, M. (2000), Microbiology and Application of Anaerobic Ammonium Oxidation,

PhD thesis, TU Delft, 144p.

[24] Strous M., Van Gerven E., Kuenen J. G., and Jetten M., 1997, Effects of aerobic

and microaerobic conditions on anaerobic ammonium-oxidizing (anammox) sludge,

Appl Environ Microbiol, 63(6):2446-8.

[25] S. Suneethi, Kurian Joseph(2010), Batch cultUrê enrichment of ANAMMOX

populations from anaerobic and aerobic seed cultUrês, Bioresource Technology.

[26] Taichi Yanamoto (2011), Application of combined partial nitritation and

anammox process to the treatment of livestock manUrê digester liquor, A dissertation

submitting of the requirement for the degree of Doctor of Engineer.

[27] Taichi Yamamoto, Shingo Wakamatsu, Sen Qiao, Daisuke Hira, Tkao Fujii, Kenji

Furukawa (2011), Partial nitritation and anammox of a livestock manUrê digester

liquor and analysis of its microbial community, Bioresource Technology 102,

2342–2347



[28] Third K. A., Sliekers A. O., Kuenen J. G., and Jetten M. S. (2001), The CANON

system (Completely Autotrophic Nitrogen-removal Over nitrite) under ammonium

limitation: interaction and competition between three groups of bacteria, Syst Appl

Microbiol, 24 (4):588-96.

[29] Tokutomi T. Yamauchi H., Kiyokawa T.,Nishimura S.(2007), Nitrogen removal

from semiconductor factory wastewater using anammox process, The 10th symposium

of Japan Society on Water Environment, Japan, p.185.

[30] Van Haandel, A.C. & van der Lubbe, J.G.M. (2007), Handbook biological waste

water treatment. Design and optimisation of activated sludge systems, Leidschendam,

The Netherland: Quist Publishing.

[31] Van Dongen U., Jetten M. S., and van Loosdrecht M. C. (2001), The SHARON-

anammox process for treatment of ammonium rich wastewater, Water Sci Technol,

44(1):153-60.

[32] Van Kempen R., Mulder J.W., uijterlinde C.A., Van Loosdrecht M.C.M. (2001),

Overview: Full scale experience of the SHARON process for treatment of rejection

water of digested sludge dewatering, Water Science & Technology, Vol. 44 (1), 145-

152.

[33] Xiaoyan Chang, Dong Li, Yuhai Liang, Zhuo Yang, Shaoming (2013),

Performance of a completely autotrophic nitrogen removal over nitrite process for

treating wastewater with different substrates at ambient temperatUrê - Journal of

Environmental Sciences 25(4), 688–697.

[34] Wang Chih-Cheng, Lee Po-Heng, Kumar Mathava, Huang Yu-Tzu, Sung

Shihwu, and Lin Jih-Gaw (2010), Simultaneous partial nitrification, anaerobic

ammonium oxidation and denitrification (SNAD) in a full-scale landfill-leachate

treatment plant, J Hazard Mater, 175 (1-3):622-628.

[35] Wiesmann U. (1994), Biological nitrogen removal from wastewater. Adv

Biochem Eng Biotechnol, 51:113-54.

[36] Wyffels. S, van Hulle, S.W.H, Boeckx. P., Volcke, E.I.P, van Cleemput O.,

Vanrolleghem. P.A., and Verstraete W. (2004), Modeling and simulation of oxygen-



limited partial nitritation in a membrane-assisted bioreactor (MBR), Biotechnol.

Bioeng., 86 (5):531-42.

[37] Yang Y., Zuo J., Quan Z., Lee S., Shen P., Gu X., 2004, Study in performance of

granular anammox process and characterization of the microbial community in sludge,

Water Sci.&Tech., Vol. 54, No. 8, 197-207.

[38] Yoshinobu Yamagiwa and Kenji Furukawa, Single-Stage nitrogen removal using

anmmox and partial nitritation (SNAP) with acrylic pile fabrics as biomass carries,

The First International anammox Symposium, Kumamoto Univ., Japan, pp.217-24

(2011

[39] Y. Eun, E. Choi, Optimization of nitrogen removal from piggery waste by nitrit

nitrification, Wat. Sci. Technol., 45 (12):89-96

TRANG WEB

[40] http://vi.wikipedia.org/wiki/

[41] www.hochiminhcity.gov.vn/

[42] kysumoitruong.vn

[43] http://nuocviet.msnboard.net/t208-topic

http://nuocviet.msnboard.net/t208-topic



DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH NCKH ĐÃ CÔNG BỐ

1. Ho Thanh Hien, Nguyen Tan Phong, Nitrogen Removal from Synthesis

Wastewater which High Nitrogen Concentration by Single-Stage Using

anammox and Partial nitritation (SNAP) with BioFix as Biomass Carrier, The

3nd

International Engineering Symposium (IES 2013), 04-06/03/2013,

Kutamoto University, Japan



LÝ LỊCH TRÍCH NGANG

Họ và tên: Hồ Thanh Hiền

Ngày, tháng, năm sinh: 10/12/1987

Nơi sinh: Phổ Khánh - Đức Phổ - Quảng Ngãi

Địa chỉ liên lạc: Phổ Khánh - Đức Phổ - Quảng Ngãi

QUÁ TRÌNH ĐÀO TẠO

(Bắt đầu từ Đại học đến nay)

Đại học

Chế độ học: Chính quy

Thời gian học: Từ 09/2005 đến 06/2010

Nơi học: Trƣờng Đại học Bách Khoa - Đại học Đà Nẵng

Chuyên ngành: Công Nghệ Sinh Học

Cao học

Thời gian học: Từ 09/2011 đến nay

Nơi học: Trƣờng Đại học Bách khoa - Đại học Quốc Gia thành

phố Hồ Chí Minh

Chuyên ngành: Công Nghệ Môi Trƣờng



PHỤ LỤC

Số Liệu Phân Tích

Số

ngày

vận

hành

Tải trọng

(kgN/m3.

ngày)

pH DO

(mg/l)

TN vào

(mg/l)

NO2-N

ra (mg/l)

NO3-N

ra (mg/l)

NH4-N

ra (mg/l)

TN ra

(mg/l)

4 0,2 7.75 1 100.872 2.939 1.568 87.422 91.906

5 0,2 7.76 1 99.751 3.096 1.454 84.060 88.543

8 0,2 7.68 1 99.751 2.027 1.554 85.181 88.543

9 0,2 7.71 1 98.630 3.111 1.454 85.181 89.664

10 0,2 7.73 1 98.630 3.809 1.639 80.698 86.302

11 0,2 7.71 1 99.751 3.232 2.701 77.335 84.060

12 0,2 7.71 1 97.510 3.752 2.395 75.094 81.818

15 0,2 7.67 1 97.510 3.089 3.029 73.973 80.698

16 0,2 7.66 1 98.630 2.483 3.336 71.731 78.456

17 0,2 7.64 1 98.630 3.082 3.165 70.610 77.335

18 0,2 7.74 1 98.630 3.125 3.963 67.248 75.094

19 0,2 7.69 1 100.872 2.961 4.141 65.006 72.852

22 0,2 7.7 1 97.510 1.813 4.148 63.886 70.610

23 0,2 7.65 1 98.630 1.699 4.590 67.248 71.731

24 0,2 7.7 1 101.993 2.127 4.776 62.765 69.490

25 0,2 7.66 1 101.993 1.956 5.431 56.040 63.886

26 0,2 7.71 1 99.751 1.528 5.987 52.678 60.523

29 0,2 7.68 1 97.510 2.127 5.816 48.194 57.161

30 0,2 7.73 1 98.630 2.269 5.902 47.074 56.040



31 0,2 7.72 1 98.630 1.771 6.557 43.711 52.678

32 0,2 7.71 1 100.872 1.614 6.586 44.832 53.798

35 0,2 7.7 1 100.872 1.535 8.432 43.711 52.678

36 0,2 7.71 1 98.630 1.628 7.170 39.228 49.315

37 0,2 7.69 1 97.510 1.528 7.185 38.107 47.074

38 0,2 7.66 1 99.751 1.542 7.926 35.866 45.953

39 0,2 7.68 1 99.751 1.813 8.396 32.503 43.711

42 0,2 7.72 1 99.751 1.158 8.938 29.141 42.034

43 0,2 7.73 1 100.872 1.172 8.553 30.262 41.470

44 0,2 7.71 1 100.872 1.329 8.667 29.141 41.470

45 0,2 7.69 1 99.751 0.844 8.724 30.262 42.590

46 0,2 7.7 1 99.751 0.958 9.422 30.262 41.470

49 0,4 7.75 1 202.865 1.024 10.391 131.134 142.342

50 0,4 7.7 1 202.865 1.024 10.465 130.013 141.221

51 0,4 7.69 1 202.865 1.024 10.436 131.134 142.342

52 0,4 7.72 1 202.865 1.091 10.563 127.771 140.100

53 0,4 7.67 1 202.865 1.054 10.914 123.288 135.617

56 0,4 7.74 1 198.382 0.658 11.339 118.805 131.134

57 0,4 7.69 1.3 198.382 1.405 10.757 117.684 130.013

58 0,4 7.71 1.3 197.261 1.621 12.721 117.684 132.254

63 0,4 7.72 1.3 201.744 1.621 12.781 112.080 126.650

64 0,4 7.68 1.3 201.744 2.899 13.625 108.718 125.530

67 0,4 7.7 1.3 198.382 2.592 15.411 95.268 113.201

71 0,4 7.71 1.3 199.502 2.607 15.530 93.026 112.080

72 0,4 7.73 1.3 202.865 1.942 14.552 91.906 110.959



73 0,4 7.73 1.3 201.744 1.942 15.299 89.664 106.476

74 0,4 7.7 1.3 200.623 1.763 14.880 87.422 104.234

77 0,4 7.65 1.3 200.623 1.838 14.806 86.302 103.114

78 0,4 7.7 1.3 201.744 1.838 14.955 85.181 103.114

79 0,4 7.74 1.3 201.744 0.822 14.178 85.181 103.114

80 0,4 7.66 1.5 201.744 1.367 13.782 81.818 97.510

81 0,4 7.69 1.5 198.382 1.330 12.326 79.577 94.147

84 0,4 7.65 1.5 198.382 1.255 13.745 75.094 90.785

85 0,4 7.65 1.5 198.382 1.599 12.654 67.248 82.939

86 0,4 7.73 1.5 197.261 1.509 12.594 63.886 78.456

87 0,4 7.7 1.5 197.261 1.539 12.116 61.644 73.300

88 0,4 7.69 1.5 197.261 1.240 12.116 60.523 73.300

93 0,4 7.71 1.5 202.865 1.270 11.788 61.644 73.412

94 0,4 7.69 1.5 202.865 1.181 11.877 61.644 73.412

97 0,6 7.7 1.5 295.891 1.390 12.131 173.724 190.536

98 0,6 7.75 1.5 297.012 1.375 12.788 173.724 191.657

99 0,6 7.68 1.5 297.012 0.852 13.258 168.120 184.932

100 0,6 7.71 1.8 299.254 1.733 13.132 174.845 191.657

101 0,6 7.65 1.8 298.133 2.032 12.998 165.878 182.690

106 0,6 7.69 1.8 300.374 1.718 14.641 156.912 173.724

107 0,6 7.68 1.8 302.616 1.838 15.000 154.670 172.603

108 0,6 7.75 1.8 302.616 1.584 15.224 149.066 165.878

110 0,6 7.74 1.8 299.254 1.539 15.239 145.704 162.516

111 0,6 7.71 1.8 301.495 1.001 15.792 146.825 164.758

112 0,6 7.66 2 300.374 1.898 14.955 140.100 158.033



113 0,6 7.66 2 301.495 1.793 15.045 131.134 147.946

114 0,6 7.67 2 302.616 1.778 15.045 123.288 142.342

117 0,6 7.69 2 298.133 2.017 14.611 119.926 138.979

118 0,6 7.73 2 298.133 1.868 15.060 112.080 131.134

119 0,6 7.66 2 299.254 1.838 15.104 108.718 126.650

120 0,6 7.65 2 298.133 2.077 14.925 104.234 122.167

121 0,6 7.69 2 299.254 2.241 15.060 99.751 117.684

124 0,6 7.66 2 300.374 2.032 15.433 94.147 112.080

125 0,6 7.66 2 297.012 1.838 15.657 89.664 107.597

126 0,6 7.73 2 302.616 2.465 15.060 84.060 101.993

127 0,6 7.66 2 301.495 1.838 15.732 80.698 98.630

128 0,6 7.69 2 301.495 0.971 16.688 76.214 94.147

131 0,6 7.74 2.3 300.374 1.868 15.866 70.610 89.664

132 0,6 7.67 2.3 297.012 1.599 16.225 71.731 89.664

133 0,6 7.68 2.3 299.254 1.793 16.090 71.731 89.664

134 0,6 7.66 2.3 300.374 1.703 16.210 70.610 87.422

156 0,8 7.71 2.5 399.005 3.607 16.155 163.637 186.053

157 0,8 7.66 2.5 399.005 2.956 16.992 151.308 173.724

158 0,8 7.72 2.5 397.884 2.850 16.368 123.288 145.704

161 0,8 7.75 2.5 397.884 2.863 17.418 106.476 128.892

162 0,8 7.68 2.5 397.884 2.797 17.484 113.201 136.738

163 0,8 7.66 2.5 411.334 3.753 17.059 88.543 112.080

164 0,8 7.68 2.5 409.092 3.873 17.763 78.456 100.872

165 0,8 7.74 2.5 397.884 3.288 18.055 72.852 96.389

168 0,8 7.65 2.5 397.884 3.873 17.564 69.490 93.026



169 0,8 7.69 2.5 403.488 2.743 16.209 67.248 88.543

170 0,8 7.71 2.5 400.126 3.315 15.398 67.248 89.664

171 0,8 7.67 2.5 401.246 3.009 17.444 68.369 89.664

172 0,8 7.73 2.5 403.488 2.996 18.892 67.248 89.664

175 0,8 7.73 2.5 403.488 3.022 18.839 67.248 89.664

176 0,8 7.74 2.5 403.488 3.115 18.786 67.248 89.664

177 0,8 7.71 2.5 401.246 3.009 18.879 68.369 90.785

178 0,8 7.67 2.5 401.246 3.036 18.892 67.248 89.664

179 0,8 7.67 2.5 400.126 3.076 18.813 67.248 89.664

182 1,0 7.7 2.5 504.360 3.036 18.560 186.053 209.590

184 1,0 7.72 2.5 498.756 2.903 17.232 190.536 212.952

185 1,0 7.66 2.5 499.877 2.185 18.480 179.328 203.986

186 1,0 7.67 2.7 501.222 4.856 18.441 190.536 212.952

187 1,0 7.66 2.7 503.239 5.786 17.298 170.362 193.898

190 1,0 7.65 2.7 497.635 5.387 18.587 187.174 209.590

191 1,0 7.68 2.7 504.360 5.135 18.520 131.134 154.670

192 1,0 7.73 2.7 499.877 4.417 18.215 159.154 182.690

193 1,0 7.75 2.7 500.998 5.015 18.600 112.080 137.858

194 1,0 7.73 2.7 498.756 5.746 16.594 99.751 114.322

197 1,0 7.69 2.7 504.360 5.693 17.883 78.456 100.872

198 1,0 7.66 2.7 496.514 5.520 19.663 61.644 87.422

199 1,0 7.68 2.7 504.360 4.285 20.128 44.832 71.731

200 1,0 7.73 2.7 506.602 3.155 20.128 65.006 89.664

201 1,0 7.72 2.8 494.273 5.680 18.361 47.074 70.610

204 1,0 7.73 2.8 504.360 5.706 20.859 39.228 66.127



205 1,0 7.68 2.8 500.998 5.653 20.766 33.624 63.886

206 1,0 7.68 2.8 499.877 5.507 19.955 34.745 62.765

207 1,0 7.68 2.8 502.118 5.547 19.929 33.624 62.765

208 1,0 7.67 2.8 504.360 5.268 18.985 35.866 62.765

211 1,2 7.73 2.8 616.440 3.607 19.929 190.536 224.160

212 1,2 7.71 3.1 616.440 7.234 20.686 190.536 221.918

213 1,2 7.69 3.1 605.232 5.533 19.384 179.328 212.952

214 1,2 7.74 3.1 606.353 5.905 19.703 156.912 190.536

215 1,2 7.74 3.1 604.111 6.875 19.902 145.704 179.328

218 1,2 7.67 3.1 594.024 7.128 21.111 134.496 168.120

219 1,2 7.71 3.1 599.628 7.885 21.815 151.308 183.811

220 1,2 7.68 3.1 613.078 6.291 23.277 145.704 177.086

221 1,2 7.68 3.1 610.836 7.247 22.320 142.342 179.328

222 1,2 7.67 3.1 607.474 6.676 23.914 134.496 169.241

223 1,2 7.73 3.1 605.232 6.729 23.569 128.892 162.516

226 1,2 7.72 3.1 608.594 7.579 22.307 117.684 150.187

227 1,2 7.73 3.1 608.594 7.420 22.758 112.080 145.704

228 1,2 7.71 3.1 608.594 6.410 23.569 95.268 133.375

229 1,2 7.73 3.1 609.715 6.729 23.210 100.872 134.496

235 1,2 7.71 3.1 605.232 6.663 23.967 56.040 91.906

236 1,2 7.69 3.1 602.990 7.420 23.144 53.798 89.664

239 1,2 7.67 3.1 602.990 7.154 23.223 56.040 90.785

240 1,2 7.71 3.1 602.990 7.261 23.237 56.040 89.664

243 1,4 7.7 3.1 706.104 6.849 22.599 235.368 268.992

246 1,4 7.74 3.1 708.346 5.401 23.994 224.160 257.784



247 1,4 7.67 3.1 707.225 2.876 23.901 212.952 237.610

248 1,4 7.71 3.3 706.104 8.828 25.389 168.120 202.865

249 1,4 7.68 3.3 717.312 8.323 25.774 156.912 196.140

250 1,4 7.74 3.3 711.708 9.227 25.535 134.496 169.241

253 1,4 7.75 3.3 703.862 8.104 25.243 100.872 136.738

254 1,4 7.67 3.3 700.500 8.264 25.509 100.872 140.100

255 1,4 7.69 3.3 707.225 8.317 25.987 95.268 134.496

256 1,4 7.7 3.3 710.587 8.211 26.199 84.060 123.288

257 1,4 7.72 3.3 711.708 8.370 26.518 89.664 131.134

260 1,4 7.72 3.3 706.104 8.529 26.943 84.060 124.409

261 1,4 7.69 3.3 717.312 9.380 26.571 84.060 125.530

262 1,4 7.73 3.3 694.896 9.167 26.731 67.248 109.838

263 1,4 7.73 3.3 694.896 8.795 26.731 67.248 108.718

268 1,4 7.7 3.3 706.104 9.061 26.518 67.248 108.718

269 1,4 7.69 3.3 706.104 9.167 26.465 67.248 108.718

270 1,4 7.74 3.3 706.104 8.955 26.625 67.248 108.718

Documents

SNAP_Xu ly nito