CÁC QUÁ TRÌNH SINH HỌC TRONG XỬ LÝ NƯỚC
Đề tài: XỬ LÝ SINH HỌC CÁC HỢP CHẤT CHỨA NITO
Trường: ĐH KHTN
Lớp: 09CMT
GVHD: Trương Thanh Cảnh
Nhóm thực hiện: Nhóm 1,5
Danh sách thành viên nhóm:
STT HỌ VÀ TÊN MSSV
1 Lưu Thị Thanh Phượng 0922199
2 Đinh Thị Kim Ngân 0922161
3 Phạm Thị Liên 0922122
4 Đắc Thị Mai 0922143
5 Phạm Thị Vân 0922297
6 Thân Thị Minh Sương 0922217
7 Lê Hiếu Thùy Anh 0922003
8 Nguyễn Thị Hồng Anh 0922004
9 Châu Thị Thanh Thủy 0922255
10 Phạm Diệp Linh Hương 0922112
11 Trần Thiện Thiên Thanh 0922228
12 Đặng Thị Minh Tâm 0922220
13 Phan Tấn Dũng 0922046
14 Danh Phạm Hoàng Anh 0922001
15 Trịnh Xuân Đại 0922050
16 Nguyễn Thị Kim Anh 0822009
17 Võ Trường Thịnh 0822253
Tài liệu tham khảo: + Environmental Biotechnology: Principles and Applications
(Bruce E,Rittmann Perry L.McCarty)
+Sinh hóa môi trường; PGS.TS Trương Thanh Cảnh; Nhà xuất bản Khoa
học và Kỹ thuật
DANH MỤC VIẾT TẮT
VSS : Volatile suspended solids ( chất rắn lơ lững dễ bay hơi)
MLVSS : mixed – liquor volatile suspended solids ( chất rắn lơ lửng hỗn dịch dễ bay hơi)
MLSS : mixed – liquor volatile suspended solids (chất rắn lơ lửng hỗn dịch)
SRT : Sludge retention time ( Thời gian lưu bùn)
SBR : Sequencing batch reactor ( Bể hiếu khí gián đoạn)
RBC : Rotating biological contactor (đĩa quay sinh học)
TKN : Total Kjeldahl Nitrogen ( tổng Nitơ ở dạng ammoniac/amoni)
SMP :Soluble microbial products (sản phẩm vi khuẩn hòa tan)
MỤC LỤC
Tổng Quan
1. Trạng thái tồn tại Nitơ trong nước thải
2. Tác hại của Nitơ trong nước thải
2.1 Tác hại của Nitơ đối với sức khỏe cộng đồng
2.2 Tác hại ô hiễm Nitơ đến môi trường
2.3 Tác hại của Nitơ đối với quá trình xử lý nước
I. Cơ sở các quá trình xử lý nitơ bằng phương pháp sinh học
1. Quá trình Nitrate hóa
1.1 Các vi khuẩn tham gia quá trình Nitrate hóa
1.2 Quá trình Nitrate hóa bùn hoạt tính
1.2.1 Quá trình Nitrate hóa bùn bậc 1
1.2.2 Quá trình Nitrate hóa bùn bậc 2
1.3 Màng sinh học quá trình Nitrate hóa
1.4 Vai trò của tỷ số BODL/TKN
2. Quá trình phản Nitrate hóa
2.1 Các vi khuẩn tham gia quá trình phản Nitrate hóa
2.2 Quá trình phản Nitrate hóa bậc 3
2.2.1 Quá trình phản Nitrate hóa bậc 3 với bùn hoạt tính
2.2.2 Quá trình màng sinh học
2.3 Quá trình phản Nitrate hóa bùn bậc 1
2.3.1 Các quá trình cơ bản bùn bậc 1
2.3.1.1 Lưu giữ và tổng hợp sinh khối
2.3.1.2 Tiền khử Nitrate
2.3.1.3 Kết hợp quá trình nitrate hóa và phản Nitrate hóa
2.3.2 Quá trình biến đổi cơ bản bùn bậc 1
2.3.2.1 Quá trình Barnard
2.3.2.2 Bể phản ứng hàng loạt
2.3.2.3 Hệ thống màng sinh học
Quá trình ANAMMOX
II. Kết Luận
I. Tổng quan
1. Trạng thái tồn tại Nitơ trong nước thải
Trong nước thải, các hợp chất của nitơ tồn tại dưới 3 dạng: các hợp chất hữu cơ, amoni và các
hợp chất dạng ôxy hoá (nitrit và nitrat).
+ Hợp chất hữu cơ chứa Nitơ là 1 phần cấu thành phân tử protein hoặc là thành phần phân huỷ
protein như là các peptid, axit amin, urê.
+ Hàm lượng amoniac (NH3) chính là lượng nitơ amôn (NH+
4) trong nước thải sinh hoạt, nước
thải công nghiệp thực phẩm.......
Trong nước thải sinh hoạt nitơ tồn tại dưới dạng vô cơ (65%) và hữu cơ (35%). Nguồn nitơ chủ
yếu là từ nước tiểu. Mỗi người trong một ngày xả vào hệ thống thoát nước 1,2 lít nước tiểu,
tương đương với 12 g nitơ tổng số. Trong số đó nitơ trong urê (N-CO(NH2)2) là 0,7g, còn lại là
các loại nitơ khác. Urê thường được amoni hoá theo phương trình như sau.
Trong mạng lưới thoát nước urê bị thuỷ phân:
CO(NH2)2 + 2H2O = (NH4)2CO3 (1.2)
Sau đó bị thối rữa:
(NH4)2CO3 = 2NH3 + CO2 + H2O (1.3)
Như vậy NH3 chính là lượng nitơ amôn trong nước thải. Trong điều kiện yếm khí amoniac cũng
có thể hình thành từ nitrat do các quá trình khử nitrat của vi khuẩn Denitrificans.
Lượng chất bẩn Nitơ amôn (N-NH4) một người trong một ngày xả vào hệ thống thoát nước: 7
g/ng.ngày
+ Nitrit (NO2-)
Sản phẩm trung gian của quá trình ôxy hoá amoniac hoặc nitơ amoni trong điều kiện hiếu khí
nhờ các loại vi khuẩn Nitrosomonas. Sau đó nitrit hình thành tiếp tục được vi khuẩn Nitrobacter
ôxy hoá thành nitrat.
Các quá trình nitrit và nitrat hoá diễn ra theo phản ứng bậc I:
NH4+ kn
NO2-
km
NO3-
Trong đó: kn và km là các hằng số tốc độ nitrit và nitrat hoá.
Các phương trình phản ứng của quá trình nitrit và nitrat hoá được biểu diễn như sau:
NH4+ + 1,5O2
Nitrosomonas NO2
- + H2O + 2H
+
NO2- + 0,5O2
Nitrobacter NO3
-
NH4+ + 2O2 NO3
- + H2O + 2H
+
Quá trình nitrat hoá cần 4,57g ôxy cho 1g nitơ amôn. Các loại vi khuẩn Nitrosomonas và
Nitrobacter là các loại vi khuẩn hiếu khí thích hợp với điều kiện nhiệt độ từ 2030oC.
Nitrit là hợp chất không bền, nó cũng có thể là sản phẩm của quá trình khử nitrat trong điều
kiện yếm khí.
Ngoài ra, nitrit còn có nguồn gốc từ nước thải quá trình công nghiệp điện hoá. Trong trạng thái
cân bằng ở môi trường nước, nồng độ nitrit, nitrat thường rất thấp, nó thường nhỏ hơn 0,02
mg/l. Nếu nồng độ amoni, giá trị pH và nhiệt độ của nước cao, quá trình nitrit hoá diễn ra thuận
lợi, và nồng độ của nó có thể đạt đến giá trị lớn. Trong quá trình xử lý nước, nitrit trong nước sẽ
tăng lên đột ngột.
+ Nitrat (NO3-) là dạng hợp chất vô cơ của nitơ có hoá trị cao nhất và có nguồn gốc chính từ
nước thải sinh hoạt hoặc nước thải một số ngành công nghiệp thực phẩm, hoá chất,... chứa một
lượng lớn các hợp chất nitơ. Khi vào sông hồ, chúng tiếp tục bị nitrat hoá, tạo thành nitrat.
Nitrat hoá là giai đoạn cuối cùng của quá trình khoáng hoá các chất hữu cơ chứa nitơ. Nitrat
trong nước thải chứng tỏ sự hoàn thiện của công trình xử lý nước thải bằng phương pháp sinh
học.
Mặt khác, quá trình nitrat hoá còn tạo nên sự tích luỹ ôxy trong hợp chất nitơ để cho các quá
trình ôxy hoá sinh hoá các chất hữu cơ tiếp theo, khi lượng ôxy hoà tan trong nước rất ít hoặc bị
hết.
Khi thiếu ôxy và tồn tại nitrat hoá sẽ xảy ra quá trình ngược lại: tách ôxy khỏi nitrat và nitrit để
sử dụng lại trong các quá trình ôxy hoá các chất hữu cơ khác. Quá trình này được thực hiện nhờ
các vi khuẩn phản nitrat hoá (vi khuẩn yếm khí tuỳ tiện). Trong điều kiện không có ôxy tự do mà
môi trường vẫn còn chất hữu cơ cácbon, một số loại vi khuẩn khử nitrat hoặc nitrit để lấy oxy cho
quá trình ôxy hoá các chất hữu cơ. Quá trình khử nitrat được biểu diễn theo phương trình phản
ứng sau đây:
4NO3- + 4H
+ + 5Chữu cơ 5CO2 + 2N2 + 2H2O
Trong quá trình phản nitrat hoá, 1g nitơ sẽ giải phóng 1,71g O2 (khử nitrit) và 2,85g O2 (khử
nitrat).
2. Tác hại của Nitơ trong nước thải
2.1 Tác hại của Nitơ đối với sức khỏe cộng đồng
Trên bình diện sức khoẻ Nitơ tồn tại trong nước thải có thể gây nên hiệu ứng về môi trường. Sự
có mặt của Nitơ trong nước thải có thể gây ra nhiều ảnh hưởng xấu đến hệ sinh thái và sức khoẻ
cộng đồng. Khi trong nước thải có nhiều Amôniăc có thể gây độc cho cá và hệ động vật thuỷ
sinh, làm giảm lượng ôxy hoà tan trong nước. Khi hàm lượng nitơ trong nước cao cộng thêm
hàm lượng phôtpho có thể gây phú dưỡng nguồn tiếp nhận làm nước có màu và mùi khó chịu
đặc biệt là lượng ôxy hoà tan trong nước giảm mạnh gây ngạt cho cá và hệ sinh vật trong hồ.
Khi xử lý nitơ trong nước thải không tốt, để hợp chất nitơ đi vào trong chuỗi thức ăn hay trong
nước cấp có thể gây nên một số bệnh nguy hiểm. Nitrat tạo chứng thiếu Vitamin và có thể kết
hợp với các amin để tạo thành các nitrosamin là nguyên nhân gây ung thư ở người cao tuổi. Trẻ
sơ sinh đặc biệt nhạy cảm với nitrat lọt vào sữa mẹ, hoặc qua nước dùng để pha sữa. Khi lọt vào
cơ thể, nitrat chuyển hóa thành nitrit nhờ vi khuẩn đường ruột. Ion nitrit còn nguy hiểm hơn
nitrat đối với sức khỏe con người. Khi tác dụng với các amin hay alkyl cacbonat trong cơ thể
người chúng có thể tạo thành các hợp chất chứa nitơ gây ung thư. Trong cơ thể Nitrit có thể ôxy
hoá sắt II ngăn cản quá trình hình thành Hb làm giảm lượng ôxy trong máu có thể gây ngạt, nôn,
khi nồng độ cao có thể dẫn đến tử vong.
2.2 Tác hại của ô nhiễm Nitơ đối với môi trường
Nitơ trong nước thải cao, chảy vào sông, hồ làm tăng hàm lượng chất dinh dưỡng. Do vậy nó
gây ra sự phát triển mạnh mẽ của các loại thực vật phù du như rêu, tảo gây tình trạng thiếu oxy
trong nước, phá vỡ chuỗi thức ăn, giảm chất lượng nước, phá hoại môi trường trong sạch của
thủy vực, sản sinh nhiều chất độc trong nước như NH4+, H2S, CO2, CH4... tiêu diệt nhiều loại
sinh vật có ích trong nước. Hiện tượng đó gọi là phú dưỡng nguồn nước
2.3 Tác hại của Nitơ đối với quá trình xử lý
nước thải
Sự có mặt của Nitơ có thể gây cản trở cho các quá trình
xử lý làm giảm hiệu quả làm việc của các công trình.
Mặt khác nó có thể kết hợp với các loại hoá chất trong xử lý để tạo các phức hữu cơ gây độc
cho con người.
II. Cơ sở các quá trình xử lý Nitơ bằng phương pháp sinh học
1. QUÁ TRÌNH NITRATE HÓA
- Khái niệm: Quá trình nitrate hóa là quá trình oxy hóa sinh hóa nitơ của các muối amon
đầu tiên (NH4+-N ) thành nitrit (NO2
-N) và sau đó thành nitrat (NO3
-N) nhờ hoạt động
của vi sinh vật (VSV) trong điều kiện thích ứng (có oxy và nhiệt độ trên 4oC
) : NH4+-N
NO2-N NO3
-N
- Tầm quan trọng của quá trình nitrate hóa:
o Vì nhu cầu oxy ( lên đến 4,57g O2/g NH4+-N) và độc tố sinh ra từ các sinh vật
trong nước, nên sự chuyển hóa NH4+-N là bước cần thiết với một số loại nước
thải.
o Ngoài ra, xử lí nước thải cũng liên quan đến quá trình khử nitrate để biến đổi
NH4-N thành NO3-N
o Quá trình nitrate hóa để loại bỏ NH4-N từ nguồn nước cấp cũng được thực hiện
để làm cho nước bền vững về mặt sinh học.
1.1 Các vi khuẩn tham gia quá trình Nitrate hóa
- Vi khuẩn nitrate hóa gồm: sinh vật tự dưỡng, hóa tự dưỡng, vi sinh vật hiếu khí
bắt buộc.
o Vi sinh vật tự dưỡng: chúng cố định và khử carbon vô cơ. Đây là một quá trình
tiêu tốn nhiều năng lượng, quá trình này giúp Vi sinh vật nitrate hóa tích lũy một
giá trị fs0 và Y (nhỏ hơn Vi sinh vật dị dưỡng hiếu khí)-luôn gây ô nhiễm hệ
thống bùn hoạt tính và màng sinh học.
o Vi sinh vật hóa tự dưỡng: làm và Y nhỏ hơn bởi vì nguồn cho điện tử của
chúng giải phóng ít năng lượng trên một e tương đương so với nguồn cho điện tử
hữu cơ.
o Vi sinh vật hiếu khí bắt buộc: dùng O2 để hô hấp như một chất phản ứng trực
tiếp cho sự oxy hóa NH4+ thành NH2OH (hydroxylamin). Chất sau cùng sử dụng
oxy có thể là lí do tại sao Vi sinh vật nitrate hóa lại liên quan đến sự không dung
nạp của nồng độ thấp oxy hòa tan; quá trình dị hóa thấp do sự giới hạn nồng độ
oxy không tương tác với Vi sinh vật dị dưỡng.
Nitrate hóa tự dưỡng (autotrophic nitrification)
- Quá trình nitrat hóa gồm 2 giai đoạn:
+ Giai đoạn 1: NH4+ được oxy hóa thành NO2
-
1/6NH4+ + 1/4O2=1/6NO2
- + 1/3H
+ + 1/6H2O [9.1]
ΔG0’
= -45,79kJ/e-eq
Chủng vi khuẩn thường dùng trong bước 1 là Nitrosomonas; tuy nhiên, Nitrosococcus,
Nitrosopira, Nitrosovibrio và Nitrosolobus cũng có thể oxy hóa NH4+ thành NO2
-. Nitrifiers oxy
hóa chủng amoni- có tiền tố là Nitroso. Chủng Nitrosomonas và những loài thuộc chủng này
không nhất thiết là loài ưu thế.
+ Giai đoạn 2: Sự oxy hóa NO2- thành NO3
-
½ NO2-
+ ¼ O2 = ½ NO3- [9.2]
ΔG0’
= -37,07kJ/e-eq
Mặc dù Nitrospira, Nitrospina, Nitrococcus và Nitrocystis vẫn hiện diện trong phản ứng ở giai
đoạn 2, nhưng Nitrobacter là chủng vi sinh oxy hóa NO2- phổ biến nhất. Trong chủng
Nitrobacter, nhiều loài phụ dễ nhận thấy, ngoại trừ những loài có mối liên hệ di truyền trong
cùng chi alpha của proteobacteria (Teske et al.,1994). Những nghiên cứu gần đây dùng máy dò
oligonucleotide chỉ ra đoạn 16S rARN của Nitrobacter, việc này cho thấy rằng Nitrobacter
không phải là chủng oxy hóa nitrite quan trọng nhất trong quá trình xử lý nước thải. Nitrospira
được biết như một nitrifier trội hơn.
Nitrobacteria Nitrospira
Khi nitrifiers tồn tại trong môi trường có mặt những hợp chất hữu cơ như những nhà máy xử lý
nước thải, kì lạ là chúng không phát triển bằng cách sử dụng những phân tử hữu cơ như là
nguồn carbon của chúng. Trong khi lý do sinh hóa mà nguồn carbon hữu cơ được loại trừ vẫn
chưa được biết đến thì sự duy trì tính lệ thuộc tự dưỡng của chúng có lẽ nhờ vào sự liên kết tiến
hóa với Vi sinh vật quang hóa.
Các phản ứng oxy hóa ammonia thành nitrite hay oxy hóa nitrite thành nitrate là các quá trình
sinh năng lượng. Năng lượng giải phóng từ quá trình nitrate hóa được vi khuẩn sử dụng cho quá
trình tăng trưởng của chúng.
Nitrate hóa dị dưỡng
Quá trình nitrate hóa các hợp chất hữu cơ chứa Nitơ có thể được thực hiện bởi 1 số vi khuẩn dị
dưỡng như Arthrobacter, Flavobacterium, Thiosphaera.
Phương trình phản ứng Nitrate hóa dị dưỡng
R-NH2R-NHOHRNONO3-
Khác với vi khuẩn nitrate hóa tự dưỡng oxy hóa trực tiếp NH3, các vi sinh vật nitrate hóa dị
dưỡng oxy hóa các hợp chất Nitơ dạng khử như hydroxylamine, aliphatic và hợp chất chứa
nhân thơm. Một điểm khác nhau nữa là, quá trình nitrate hóa dị dưỡng không sinh năng lượng.
Do vậy để cung cấp năng lượng cho quá trình trao đổi chất, vi sinh vật phải phân giải cơ chất
hữu cơ để khai thác năng lượng.
Bảng 9.1 và 9.2 tóm tắt những thông số gốc và cơ bản, mô tả hóa học lượng pháp và động năng
của tác nhân oxy hóa amoni và nitrit một cách trình tự.
Bảng 9.1: Giá trị thông số tác nhân oxy hóa amoni từ 5 đến 25oC
Giá trị tại T=
Thông số 5oC 10
oC 15
oC 20
oC 25
oC
0.14 0.14 0.14 0.14 0.14
Y, mg VSSa/mg NH4+-N 0.33 0.33 0.33 0.33 0.33
Qn, mgNH4+-N/mg VSSa-d 0.96 1.3 1.7 2.3 3.1
q02, mg O2/mg VSSa-d 2.9 3.8 5.1 6.8 9.2
,d-1
0.32 0.42 0. 58 0.76 1.02
KN, mgNH4+-N/1 0.18 0.32 0.57 1.0 1.50
KO,mgO2/1 0.50 0.50 0.50 0.50 0.50
B,d-1
0.045 0.060 0.082 0.11 0.15
[ ]lim, d 3.6 2.8 2.1 1.5 1.2
SminN, mg NH4+-N/1 0.029 0.053 0.094 0.17 0.26
SminO, mgO2/1 0.081 0.083 0.084 0.085 0.085
Bảng 9.2: Giá trị thông số tác nhân oxy hóa nitrit từ 5 đến 25oC
Giá trị tại T=
Thông số 5oC 10
oC 15
oC 20
oC 25
oC
0.10 0.10 0.10 0.10 0.10
YN, mg VSSa/mg NO2--N 0.83 0.8 3 0.83 0.83 0.83
Qn, mgNO2- -N/mg VSSa-d 4.1 5.5 7.3 9.8 13.0
q02, mg O2/mg VSSa-d 4.2 5.6 7.5 10.1 13.5
,d-1
0.34 0.45 0. 61 0.81 1.1
KN, mgNO2--N/1 0.15 0.30 0.62 1.3 2.7
K Omg O2/1 0.68 0.68 0.68 0.68 0.68
B,d-1
0.045 0.060 0.082 0.11 0.15
[ ]lim, d 3.5 2.6 1.9 1.4 1.1
SminN, mg NO2--N/1 0.024 0.047 0.10 0.20 0.42
SminO, mgO2/1 0.11 0.11 0.12 0.11 0.11
Quan sát thấy ở mỗi bảng rất thấp. So sánh với giá trị
điển hình 0.6 – 0.7 của Vi sinh vật
hiếu khí, ta thấy Nitrifiers dự trữ rất ít trong sinh khối. Giá trị thấp liên quan trực tiếp tới giá
trị Y thấp. Trong khi trị số Y của tác nhân oxy hóa amoni không thấp hơn nhiều so với Vi sinh
vật hiếu khí, ta thấy gần bằng nhau là do ảo giác bởi việc dùng đơn vị khác nhau trong mẫu
thức. Trong đơn vị g VSSa /g OD Y- tác nhân oxy hóa amoni xấp xỉ 0.1 so với khoảng 0.45 – Vi
sinh vậtdị dưỡng.
Tốc độ tăng trưởng cực đại của cả hai nhóm đều thấp, với cả hai ít hơn1/ d ở 20oC. Với các giá
trị của nhỏ như vậy , giá trị giới hạn của phải lớn: Tất cả các giá trị lớn hơn 1d. Mặtkhác,
nitrifiers có thể tác động nồng độ hoặc
đến mức rất thấp, vì giá trị Smin dưới 1mg/ l.
Như vậy, quá trình nitrat hóa có thể có hiệu quả cao, miễn là SRT được duy trì trên và đủ
oxy hòa tan. Các giá trị định lượng K0 tương đối cao mà nitrifiers không hấp nồng độ DO thấp.
Tiếp tục hoạt động với một D.O.dưới K0 sẽ tăng cho nitrifiers và có thể dẫn đến rửa trôi,
cũng như -N trong dòng thải.
Các tác dụng nhiệt độ được hiển thị trong bảng 9.1 và 9.2 là khá quan trọng, bởi vì quá trình
nitrat hóa đôi khi không thể xảy ra khi nhiệt độ nước thấp. Trong thực tế, quá trình nitrat hóa ổn
định có thể được duy trì ở mức 50C hoặc thấp hơn, miễn là SRT vẫn còn đủ cao. Đối với 5
0C,
một yếu tố an toàn chỉ có 5 yêu cầu rằng θx được 3.6x5 = 18d. Một vấn đề của quá trình nitrat
hóa ở nhiệt độ thấp là μ trở nên rất nhỏ, làm cho sự phục hồi quá trình nitrat hóa sau khi rửa trôi
diễn ra chậm.Vì vậy, để tránh nitrifier rửa trôi do bùn dư thừa hoặc DO thấp, hoặc ức chế phải
là một ưu tiên tuyệt đối, đặc biệt là đối với nhiệt độ thấp.
So sánh trực tiếp các thông số, chẳng hạn như f0
s , , [θxmin] lim, và Smin , tương tự cho các loại
nitrifiers.Trường hợp này là hoàn toàn hợp lý, vì cả hai đều là hóa tự dưỡng hiếu khí oxy hóa
N. Hơn nữa, chúng hầu như luôn luôn cùng tồn tại trong cùng một môi trường sống, trải qua
cùng SRT và nồng độ oxy. Các thông số giới hạn tương ứng phản ánh sự tương đồng của sinh
hóa và sinh thái.
Phương trình sau đây là một phản ứng cân bằng tổng thể cho quá trình oxy hóa hoàn toàn :
+ 1.815 O2 + 0.1304 CO2 = 0.0261 C5H7O2N + 0.973
+ 0.921 H2O +
1.973H+ [9.3]
Bên cạnh việc hình thành mạng lưới nitrifier thấp (Ynet = 0.21g VSSa/g N), phương trình này
minh họa hai tính năng quan trọng khác của quá trình nitrat hóa. Đầu tiên, quá trình nitrat hóa
tạo ra một nhu cầu oxy lớn. Trong ví dụ này, lượng oxy cần thiết là 1.815 x 32/14 = 4.14 g O2 /
g NH4 +-N . Thứ hai, quá trình nitrat hóa gần như sinh ra 2 acid mạnh sau khi loại bỏ NH4+.
Trong các đơn vị khối lượng thông thường, độ kiềm tiêu thụ là 1.973 x 50/14 = 7.05 g CaCO3 /
g NH4 + - N. Bước đầu tiên, quá trình oxy hóa amoni, chịu trách nhiệm cho việc sản xuất acid.
Nitrifiers sản xuất các sản phẩm vi khuẩn hòa tan, có thể được tiêu thụ bởi các vi khuẩn dị
dưỡng (Rittmann, Regan, Stahl, năm 1994; deSilva và Rittmann, 2000a, b). Điều đó thể hiện
rằng hầu hết SMP mà nitrifier sản xuất là BAP. SMP nói chung rất quan trọng: Đây là một phần
của quá trình phân hủy của các nitrifiers và giảm lượng tổng hợp của nitrifiers. Ngoài ra
nitrifiers tạo e cho sinh vật dị dưỡng và tăng sinh khối dị dưỡng.
Nitrifiers được cho là rất nhạy cảm với sự ức chế hóa học. Tốc độ tăng trưởng rất chậm của
nitrifiers làm tăng tác động tiêu cực của sự ức chế, theo một hướng nào đó có vẻ như là nitrifiers
thì nhạy cảm hơn so với những sinh vật sinh trưởng nhanh. Hơn nữa, một số chất ức chế rõ
ràng là nguồn cung cấp e có quá trình oxy hóa làm cạn kiệt DO và có thể là nguyên nhân làm
giảm oxy. Tuy nhiên, nitrifiers nhạy cảm với sự ức chế từ nhiều hợp chất hữu cơ cơ và vô cơ.
Trong số những vấn đề có liên quan nhất là: mạng lưới NH3 (ở pH cao hơn), không phân ly
HNO2 (thường là ở pH thấp), bề mặt anion, kim loại nặng, hóa chất khử trùng bằng clo hữu cơ,
và pH thấp.
Một vấn đề gây tranh cãi là mixotrophy (Nguồn gốc của trao đổi năng lượng từ sự kết hợp của
quá trình quang hóa và một nguồn năng lượng bên ngoài), trong đó nitrifiers sử dụng một nguồn
carbon hữu cơ và một nguồn e vô cơ. Mixotrophy sẽ làm giảm đáng kể năng lượng- chi phí tổng
hợp tế bào, do đó làm tăng Y và . Các trường hợp tăng trưởng mixotrophic cho thấy giá trị
gia tăng của Ynet và , nhưng không phải tất cả các kết quả là chắc chắn. Hơn nữa, sự trao đổi
nitrifiers không có ô nhiễm từ sinh vật dị dưỡng là cực kỳ khó khăn. Mặc dù mixotrophy không
thể giảm, khi nghiên cứu kỹ, quá trình nitrat hóa sẽ phản ứng theo một kiểu phù hợp với sự tự
dưỡng đồng hóa hoàn toàn.
1.2 Quá trình Nitrate hóa bùn hoạt tính
1.2.1Quá trình nitrat hóa bùn bậc một
- Là quá trình trong đó vi khuẩn dị dưỡng và vi khuẩn nitrat cùng tồn tại trong một hỗn hợp
đồng nhất, tại đó oxy hóa đồng thời amoni và BOD hữu cơ. Bùn bậc một chứa các VI KHUẩN
nitrat hóa và sinh vật dị dưỡng, thực hiện đồng thời sự chuyển hóa.
Low BOD
LowNH4+
BODo High NO3
-
TKNo
Areation
Sludge recycle Sludge
waste
Có một bể phản ứng và một bể lắng cho các loại sinh khối .Nitrat hóa one-sludge còn gọi là
nitrat hóa bùn một giai đoạn, bởi vì nó chỉ có một giai đoạn phản ứng. Chúng ta sử dụng thuật
ngữ “one sludge” để nhấn mạnh mối quan hệ sinh thái giữa VI KHUẩN nitrat hóa và sinh vật
dị dưỡng: chúng hiện cùng nhau trong one sludge, hay một nhóm VI KHUẩN)
Thiết kế bùn bậc 1
Chúng ta thiết kế sơ bộ hệ thống nitrate hóa bùn bậc 1 cho nước thải có những đặc điểm sau
đây:
Q=500m3/d
BODLo=500mg/l
TKNo=60mg/l
InertVSSo=25mg/l
T=150C
Chú ý rằng nồng độ nạp vào được biểu diễn bằng TKN, thay vì NH4+–N. Nước thải thường gồm
1 phần đáng kể lượng nitơ dạng khử như nitơ hữu cơ. Trong hầu hết các giai đoạn của quá trình
nitrát hóa, nitơ hữu cơ thủy phân thành NH4+–N, hợp chất cần cho quá trình nitrát hóa. Do vậy,
đại lượng đo chính xác lượng nitơ dạng khử của dòng vào phải là TKN, không phải NH4+–N.
Đầu tiên ta phải chọn giá trị . Vì [ min
]lim quá lớn cho quá trình nitrát hóa, chúng ta chỉ sử
dụng một giá trị xấp xỉ cho quá trình. Bảng 9.1 và 9.2 cho biết rằng [ min
]lim xấp xỉ 2 d ở T =
15C°. Áp dụng một hệ số an toàn là 10 ta có:
= 10 x 2 d = 20 d.
Thứ 2, ta tính toán nồng độ ở trạng thái cân bằng của BODL, NH4+–N, NO2
- –N từ các thông số
động lưc học cơ bản.
BODL = 10
= 0.34 mg BODL/l
NH4+
= 0.57
= 0.18 mg NH4+ -N/l
NO2--N = 0.62
= 0.17 mg NO2—
N/l
Aerobic BOD
Oxidation
Nitrification
> 15 days
Thứ 3, tính toán sản phẩm VSS ước lượng của tất cả các dạng sinh khối . Ta bắt đầu với các quá
trình dị dưỡng hiếu khí.
=
(
)
. 10
-3
= 52.5 kg VSS/d
Đối với quá trình oxi hóa NH3 ta cần điều chỉnh lượng S0
để tính toán lượng NH4+-N đồng hóa
trong những sinh vật dị dưỡng hiếu khí.
là giá trị NH4
+- mức độ nitơ sử dụng trong quá trình nitrát hóa (mg N/l). do vậy, một phần
lớn lượng TKN đầu vào bị đồng hóa thành sinh khối dị dưỡng, chỉ khoảng 80% trong số đó bị
nitrát hóa (tất nhiên lượng nhỏ này phụ thuộc vào SRT và tỉ lệ của BODL dòng vào). Sản phẩm
VSS ước lượng dùng cho oxi hóa ammoni là:
=
. 10
-3
= 3.9 kg VSS/d
Dựa vào hóa chất tạo thành và giá trị TKN của dòng thải, ta thấy lượng sản phẩm của quá trình
oxi hóa ammonium là rất ít so với các quá trình dị dưỡng. Đó là một trường hợp đặc trưng, cơ
bản.
Trong oxi hóa nitrít, ta lặp lại các quá trình giống như với oxi hóa ammonium, No2 là giá trị
NO2- –N sử dụng cho bước 2 của quá trình nitrát hóa
10
3/500 – 0.18
= 45.8 mg NO2—
N/l
=
. 10
-3
= 0.95 kg VSS/d
VSS trơ đi qua
VSSi/d
Tổng số VSS ra khỏi hệ thống cuối cùng là:
(
)tổng = 52.5 + 3.9 + 0.95 + 12.5 = 69.8 kg VSS/d
Thứ 4, ta tính nhu cầu oxi tương đương cho sinh khối ở trạng thái cân bằng. Ta bỏ qua SMP
trong ví dụ này để đơn giản hóa phương trình và trong tính toán. SMP gồm có nhu cầu oxi và
nhu cầu oxi giảm.
Đương lượng oxy đầu vào:
= 500 m3/d . *
+ . 10
-
3
= 404.9 kg OD/d
Giải được đương lượng O2 đầu ra:
= 500 m3/d .
*
+ . 10
-
3
= 0.68 kg OD/d
Đương lượng O2 đầu ra:
= 1.42
. 12.5
+ 1.98
( 52.5 + 3.9 + 0.95
)
= 131 kg OD/d
Trong việc tính toán khối lượng oxy đầu ra tương đương, giá trị 1.98 mg OD/mg VSS được
dùng để xác định 20 e-/mol của C5H7O2N trong C và 8 e- trong N. (Được thể hiện trong phương
trình C-2 trên bảng 2.4). Đếm lượng N trong trường hợp này cần thiết, vì lượng oxy đầu vào
tương đương lượng N giảm. Lượng VSS ở đầu vào và đầu ra là bằng nhau. Ta sử dụng 1.98 mg
OD /mg VSS, như khi được sử dụng trong đầu vào và đầu ra.
Vì vậy, tổng lượng oxy cần thiết là:
= 404.9 – 0.68 – 131 = 273 kg O2/d
Năm, ta phải tìm tổng thể tích của hệ thống. Như thường lệ, ta chọn nồng độ VSS hay thời gian
lưu nước. Trong trường hợp này, ta chọn Xv = 3.000 mg/L. Ta được:
V =
total
=
(
) ∑ (
)
)
= 465 m3
ᶿ =
= 0.93 d hay 22 h
Với trường hợp cụ thể như quá trình xử lý trong nước thải sinh hoạt( gần 1 d), điều này luôn
tạo điều kiện trong nitrat hóa hệ thống bùn bậc một.
Cuối cùng ta thiết kế bể lắng cấp 1 dựa trên vận tốc dòng và dòng vật rắn trong hệ thống hiếu
khí, vận tốc dòng được đặc trưng bởi một giá trị ổn định, 8 đến 16 m/d (nhắc lại phần các tham
số tải ở chương 6). Ta dung giá trị trung bình 12m/d. Dựa vào tiêu chuẩn này, nước mặt trong
bể lắng cần thiết xấp xỉ (ta bỏ qua phần vận tốc đáng kể của dòng bùn trong nước thải).
As =
= 41.7 m
2
Dòng rắn trong bể hiếu khí mở rộng được duy trì ổn định, khoảng 70kg/m2-d (xem bảng ở
chương 6). Để tính toán dòng vật chất rắn, ta cần một sự xác định của vận tốc dòng tái sử dụng,
vận tốc này quyết định nồng độ của chất rắn dưới đáy.
Xrv. Ta giả sử X
rv=8.000 mg VSS/l. Lúc này, sử dụng phương trình 6.14a:
Qr = Q
= 500 m3/d
= 286 m3/d (hay R = 0.57)
Có Qr, ta có thể xác định được khu vực nước mặt dựa trên dòng vật chất rắn.
As =
= (
)
= 33.7 m2
Vận tốc dòng chảy tràn kiểm soát trong điều kiện này As = 42m2.
1.2.2 Quá trình Nitrate hóa bùn bậc 2
- Là quá trình nitrat hóa triệt để nhằm giảm sự cạnh tranh giữa sinh vật dị dưỡng và VI KHUẩN
nitrat hóa bằng cách oxy hóa hầu hết BOD hữu cơ trong giai đoạn đầu tiên, trong khi ammoni bị
oxy hóa trong giai đoạn hai.
BODo
Low BOD
Low BOD
TKNo
HighNH4-
Low NH4
+
High
NO3
-
Thông khí
Bùn tuần hoàn
Hiếu khí
Aeration
Aeration
Sludge recycle
Sludge recycle Sludge
Sludge waste
waste
Bao gồm hai hệ thống bùn hoạt tính hòan chỉnh. Vì sinh khối trong mỗi giai đoạn được giữ lại
và hoàn lại, mỗi giai đoạn phát triển sinh khối riêng của nó.
Thiết kế bùn bậc 2
Thiết kế sơ bộ hệ thống nitrate hóa bùn bậc 2
Bước đầu tiên, ta chặn quá trình nitrate hóa bằng cách sử dụng x. ta chọn 4d, mức bình thường
không cho phép nitrate hóa. Kế đến, ta tính toán lượng bùn, nhu cầu oxy và kích thước theo mô
hình ví dụ trên (Và lần nữa, ta lại bỏ qua SMP để đơn giản hóa)
BODL = 10
= 0.84 mg BODL/1
= 500(500 – 0.84)0.45
x 10
-3
= 86.6 kg VSS/d
= 500 . 25 .10
-3 = 12.5 kg VSSi/d
tổng = 86.6 + 12.5 = 99.1 kg VSS/d
Nạp vào O2 đương lượng = 500 *
+. 10
-3
= 267.8 kg OD/d
Sản xuất ra O2 đương lượng = 500 . 0.84 . 10-3
+ 99.1 . 1.42
= 141.1 kg OD/d
- Giả định Xv = 3,000 mg VSS/l để ước lượng V và θ :
V =
(
) 10
3
= 132.1 m3
= 132.1/500 = 26 d (6.3 h)
Aerobic BOD
oxidation
= ca. 5 days
Nitrification
> 15 days
Đối với một nồng độ tải lượng,
-
= 12.5 m
2
- Đặt Xrv = 10,000 mg/l và GT = 140 kg/m
2-d.
Qr = 500
= 200 m
3/d
R = 0.4
As = = 15 m2
- Trong trường hợp này, As = 15m2
- Đối với giai đoạn thứ hai, giả định rằng sự oxi hóa BOD và sự tăng trưởng dị dưỡng là
không đáng kể. Đây là một sự đơn giản hóa đáng kể, bởi vì (1) giai đoạn thứ hai có sinh
vật dị dưỡng hoạt động và SMP từ giai đoạn đầu tiên thải ra, và (2) những sinh vật nitrate
hóa trong giai đoạn thứ hai sản xuất SMP tạo thuận lợi cho sự phát triển cho đời sống dị
dưỡng.Tuy nhiên, những biến đổi này yêu cầu một số giả định quan trọng về các yếu tố
không chắc chắn, đặc biệt là thực hiện của các chất rắn dễ bay hơi và sự hình thành SMP
bởi những sinh vật nitrate hóa. Bỏ qua những yếu tố này có thể tạo sự đánh giá thấp của
Xv, điều này ảnh hưởng đến khối lượng của hệ thống và khu vực định cư.
- Đặt θ= 20d cho giai đoạn 2 SRT. NH4+ -N và NO2
- - N còn lại tương ứng 0.18 và 0.17
mg/l. Như trước đây, chúng ta phải điều chỉnh các TKN đầu vào để đưa vào N đồng hóa
thành sinh khối dị dưỡng trong giai đoạn đầu và giải thoát từ sự suy giảm sinh khối dị
dưỡng từ giai đoạn đầu tiên là 0,52 kg NH4 + - N / d (tính toán sau đó và được sử dụng ở
đây).
- Sự oxy hóa ammonia :
N0
1 = 60 – 86.6 . 0.124.103/500 + 0.52 . 10
3/500
= 60 – 21.5 + 1.1 = 39.6 mg NH4+ -N/1
=500 . (39.6 – 0.18). 0.33 .
. 10
-3
- Sự oxy hóa nitrite:
N0
2 = 60 – 20.4 – 0.124 . 3.3 . 103/500 – 0.17 = 38.6 mgNO2 –N/1
=500 . (38.6 – 0.17). 0.083 .
. 10
-3
=0.80kg VSS/d
- Giả định rằng 20mg VSS/l không bị loại bỏ trong giai đoạn đầu tiên và bước vào giai
đoạn thứ hai, nó chứa 80% sinh khối hoạt động, và sinh khối hoạt động này phân rã với
một tỷ lệ là 0,1 / d.Tỷ lệ đầu vào là:
(
= 0.2 x 20 x 500/1,000 = 2 kg VSSi/d
(
= 0.8 x 20 x 500/1,000 = 8 kg VSSa/d
- Với 20-d SRT, phân rã đầu vào sinh khối hoạt động còn lại Xa, sản xuất Xi nhiều hơn, và
sinh ra NH4 + - N
(
dư =
= 2.7 kg VSSa/d
(
tăng=0.2(8 – 2.7) = 1.1kg VSSi/d
- Vì vậy,
dư= 2+ 2.7 +.1 + 5.8 kg VSS/d
- Lượng VSS tổng cộng phải có ở giai đoạn 2 là:
= 5.8 + 3.3 + 0.80 = 9.9 kg VSS/d
- Sự gia tăng NH4 +-N do phân hủy của sinh khối dị dưỡng là:
(
tăng=0.124(8 – 2.7 – 1) = 0.52kg NH4
+ - N/d
- Lưu ý ở đây rằng Vi sinh vậtnitrate hóa hoạt động khoảng một phần ba VSS tổng, mặc
dù đã bỏ qua các đầu vào của BOD từ chất nền hoặc SMP. Điều này cho thấy rằng giai
đoạn thứ hai thường được hoàn toàn thực hiện bởi Vi sinh vậtnitrate hóa.
- Lượng oxy cân thiết được tính như sau:
Đầu vào O2 tương đương = 500[4.57 . 39.6 + 1.42 . 4 + 1.98 .16] . 10-3
=109 kg OD/d
Sản lượng O2 hòa tan tương đương =500[4.57 . 0.18 + 1.14 . 0.17] . 10-3
Sản lượng O2 rắn tương đương=1.42 . 2 + 1.98 . (2.7 + 1.1 + 3.3 + 0.8)
=18.5 kg OD/d
- Do đó, Tổng lượng O2 cần cho giai đoạn 2 là:
=109 – 0.5 – 18.5 = 90 kg O2/d
- Để tính toán khối lượng tổng thể cho giai đoạn thứ hai, giả định MLVSS tập trung. Việc
sản xuất thấp VSS nói chung ngăn chặn được các giá trị tiêu biểu khi các vi khuẩn dị
dưỡng chiếm ưu thế.Vì vậy, chúng tôi giả định rằng Xv = 1.000 mg / LL. Sau đó,
V=
(9.9).10
3 = 198 m
3
Và
=
=0.40d(hay 9.5h)
- Đối với bể lắng, sử dụng các giá trị sục khí mở rộng tỷ lệ tràn và thông lượng chất
rắn.Với tỷ lệ tràn 12 m / d
As=
=41.7 m
2
- Thông lượng chất rắn có thể được sử dụng sau khi giả định một giá trị Xrv 5.000 mg / L:
Qr = 500
= 123 m
3/d
Và R = 0.25
As=
= 8.9 m
2
- Một lần nữa, kiểm soát tỷ lệ tràn, As = 42 m2
Bảng 9,3 so sánh one-sludge và two-sludge từ ví dụ 9.1 và 9.2. Nó thể hiện sự cân bằng
tổng hợp giữa hai phương pháp .
Hệ thống one-sludge bùn thải ít hơn, SRT cho BOD oxi-dation lớn, nhưng nhu cầu oxy
của nó lớn
So sánh thiết kế bùn bậc 1 và thiết kế bùn bậc 2
Hệ thống bùn bậc 1 có ít bùn thải hơn, vì thời gian lưu bùn cho oxi hóa BOD của nó lớn,
nhưng nhu cầu oxy của nó lớn hơn
Table 9.3 So sánh one-sludge và two-sludge từ ví dụ 9.1
Tham số one-sludge two-sludge
Giai đoạn 1 Giai đoạn 2 Tổng
x, d 20 4 20
Lượng chất
thải rắn, kg
VSS/d
69.8 99.1 9.9 99*
Lượng oxy
cần thiết, kg
O2/d
273 127 90 217
Thể tích, m3 465 132 198 330
Diện tích, m2 42 15 42 57
*Lượng chất thải rắn tổng cộng trong hệ thống bùn bậc 2 ít hơn so với tổng của giai đoạn 2, vì
10kg/d từ giai đoạn 1 là chuyển giao cho giai đoạn 2, nơi nó phân rã hầu hết.Như vậy, 10 kg / d
được trừ vào tổng số để loại bỏ sự tăng gấp đôi
- Tổng thể tích hệ thống bùn 1 lớn hơn, một lần nữa do SRT dài cho những sinh
vật dị dưỡng
1.3 Màng sinh học quá trình Nitrate hóa
Tất cả các quá trình màng sinh học hữu ích cho quá trình oxy hóa hiếu khí BOD cũng có thể
được sử dụng để thực hiện quá trình nitrat hóa, miễn là thiết kế của quy trình thích hợp tốc độ
tăng trưởng chậm nhất định vốn có của vi khuẩn nitrate hóa và sự cạnh tranh giữa vi khuẩn
nitrate hóa và Vi sinh vật dị dưỡng về oxy và không gian sống.Các thông số của quá trình nitrat
hóa tiêu biểu được liệt kê trong bảng 9,4.
Bảng 9.4 Các thông số cơ bản và có nguồn gốc từ quá trình oxy hóa NH4 + - N
Tham số Giá trị
Chất nền hạn chế
Y,mg VSSa/mg NH4+ -N
q,mg NH4+ -N/mg VSSa/d
K,mg NH4+ -N/l
b, 1d
bdet, 1d
b’, 1d
θx, d
D, cm2/d
Df, cm2/d
Xf,mg VSSa/cm3
L, cm
Smin, mg NH4+ -N/l
S*min
K*
JR, mg NH4+ -N/cm
2-d
NH4+ -N
2
0.33
1.7
0.57
0.08
0.053
0.13
20
1.3
1.04
10
0.004
0.17
0.30
1.85
0.072
Ghi chú:
1. Giá trị chung cho T=15oC
2. Chất nền hạn chế là NH4+ -N, trong đó giả định rằng bước đầu tiên của quá trình nitrat
hóa là hạn chế.
3. Giả định rằng vi sinh vật nitrate hóa tồn tại chủ yếu là sâu bên trong một màng lọc sinh
học để tránh bị tách rời.
- Hình 9.2 trình bày đường cong sức tải điển hình cho các vi khuẩn nitrate hóa và chỉ ra rằng
quá trình nitrat hóa màng sinh học thành công nhất hoạt động trong khu vực chuyển tiếp giữa tải
trọng thấp và tải cao, có nghĩa là, J / JR từ: 0.2 đến 1.1 ( xem lại phần tiêu chuẩn hóa sức chứa
bề mặt trong chương 4). Bởi vì Smin rất nhỏ (0.17mg NH4+-N trong bảng 9.4). Khoảng phạm vi
sức chứa tiêu chuẩn chung làm cho tỉ lệ S/Smin có giá trị từ 1.6 – 6 để giữ cho S phải nhỏ hơn
1mg NH4+-N/l.
Hình 9.2
Kết quả thí nghiệm và kinh nghiệm cho thấy Vi sinh vật nitrate hóa có xu hướng tập trung nhiều
hơn ở bề mặt dính bám, trong khi Vi sinh vật dị dưỡng chiếm ưu thế ở phía phía ngoài bề mặt
của màng sinh học. Sự phân chia này là hệ quả tất yếu của mức độ tăng trưởng nhanh hơn của
vi sinh vât dị dưỡng, cho phép chúng tồn tại ổn định tại những vùng xảy ra sự tách rời lớn của
màng sinh học. Mặt khác, Vi sinh vật nitrate hóa tập trung ở sâu bên trong màng sinh học, nơi
chỉ 1 phần nhỏ được bảo vệ khỏi sự tách rời.
Việc các Vi sinh vật nitrate hóa sâu phía trong màng sinh học, giúp chúng ổn định sự phát triển
chậm, chống lại sự rửa trôi, nó còn làm tăng sự nhạy cảm của chúng đối với lượng oxy, vì oxy
hòa tan phải khuếch tán qua lớp vi sinh vật dị dưỡng trước khi đến với Vi sinh vật nitrate hóa.
Khi điều này kết hợp với độ nhạy với lượng oxy tương đối cao của Vi sinh vật nitrate hóa (vd:
Ko=0.1mg/ l cho nhiều sinh vật dị dưỡng trong khi nó ở khoảng 0.5 mg/l cho vi sinh vật Nitrát
hóa), sẽ có thể vô hiệu những lợi ích của sự bảo vệ, trừ khi nồng độ D.O trong chất lỏng được
duy trì đủ cao. Ví dụ như, Furumai và Rittmann (1994) mô tả sự giảm sút trong số lượng vi sinh
vật Nitrát hóa và gia tăng trong nồng độ NH4+ -N và NO2- cho ra khi tổng nồng độ D.O. giảm
xuống khoảng 3 mg/l, ngay cả khi những vi sinh vật Nitrát hóa đã được bảo vệ sâu bên trong
màng sinh học. Giữ lượng tải bề mặt thấp sẽ có thể loại bỏ những tác động xấu của sự cạn kiệt
D.O.
Trong thực tế, áp đặt một lượng tải bề mặt tối đa BOD hoặc COD, trong khoảng từ 2 đến 6 kg
BODL/1000 m2-d, sẽ kiểm soát sự cạnh tranh bởi sinh vật dị dưỡng. Giữ lượng tải hữu cơ dưới
2 đến 6 kg BODL/1000 m2-d sẽ cho phép ta giữ một nồng độ D.O. lỏng vừa đủ và ngăn chặn tắc
nghẽn vừa, chập mạch, tróc bỏ và/hoặc nhu cầu cho việc bơm ngược quá mức bởi quá nhiều
tăng trưởng dị dưỡng. 2 nguyên nhân trên có thể dẫn đến tốc độ tách nhanh đến mức các vi sinh
Nitrát hóa không bao giờ thiết lập được những lớp bảo vệ và bị cuốn trôi.
Bảng 9.5 đã tóm tắt thành công lượng tải bề mặt của N và BODL được sử dụng cho nhiều quy
trình khác nhau trên màng sinh học, được đề câp trong chương 8. Phạm vi của lượng tải N và
BODL là tương đối hẹp. Lượng tải của BODL cho quá trình nitrate hóa gối lên lượng tải BODL
sử dụng cho quá trình oxy hóa hiếu khí nghiêm ngặt. Điều đó giải thích tại sao các quá trình trên
màng sinh học, sử dụng chủ yếu cho oxi hóa BOD thường là quá trình nitrate hóa, miễn là mặt
tải BOD nằm trong phần dưới của phạm vi thường. Bởi vì N hữu cơ thường được thủy phân để
cho ra NH4+-N, lượng tải N nên được biểu hiện bằng TKN chứ không chỉ NH4
+-N.
Khi mà lượng BODL trong nước thải: TKN có tỉ lệ quá lớn để cho phép 2 lượng tải bề mặt tiêu
chuẩn đạt đến cùng một lúc, liệu pháp bước có thể được sử dụng để làm giảm lượng tải BOD
cho quá trình nitrate hóa. Máy lọc tia 2 giai đoạn là 1 ví dụ tốt. Giai đoạn thường trong RBCs là
một ví dụ khác, bình thường, sự nitrate hóa diễn ra trong giai đoạn sau của RBCs, sau khi
lượng BOD đã giảm trong những giai đoạn trước. Sự giảm sinh trưởng của Vi sinh vậtdị dưỡng
trong giai đoạn nitrate hóa của RBCs cho phép mật độ chất trung gian được sử dụng để tối đa
hóa diện tích bề mặt loài.
Bảng 9.5: Lượng tải nito và BOD được sử dụng thành công trong các quá trình nitrat hóa
khác nhau trên màng sinh học.
Loại quá trình Sức tải nito bề mặt
kgN/1000m2-d
Sức tải BOD bề mặt
kgBODL/1000m2-d
Màng lọc nhỏ giọt
(trickling filters)
0.5-0.8 <4.4
Màng tiếp xúc sinh học
xoay (rotating biological
contactors)
0.2-0.6 <6
Màng lọc biolite dạng hạt
(biolite granular filters)
<0.7 <6
Nền chất lỏng (fluidized
beds)
0.5 Không đề cập
Nền tuần hoàn
(circulating beds)
<1 Không đề cập
Thiết kế màng sinh học nitrate hóa cơ bản
Một lượng nước thải có lưu lượng là 1000 m3/d và nồng độ chảy vào là 300 mg/l BODL và 50
mg/l TKN. Ta phải thiết kế hệ thống 1 bước và rồi hệ thống 2 bước để đạt được Nitrát hóa hoàn
tòan .
Đầu tiên, tổng tốc độ tải khối lượng của mỗi thành phần cho electron là 300 kg BODL/d và 50
kg TKN/d. Tỉ lệ này là tỷ lệ thường thấy ở nước thải gia đình.
Thứ nhì, ta tìm diện tích tiếp xúc cần thiết cho hệ thống 1 bước bằng cách tính các diện tích oxi
hóa BODL và Nitrát hóa TKN. Sau đó ta dùng giá trị lớn hơn. Cho BODL, ta sử dụng mặt tải tối
đa là 4 kg BODL/1000 m2-d (bảng 9.5). Từ đó ta có một diện tích bề mặt cho màng sinh học là:
A = (300 kg BODL/d)/(4 kg BODL/1000 m2-d) = 7,5 * 10
4 m
2
Phép tính tương tự cho TKN và với một lượng TKN thận trọng là 0,5 kg N/1000 m2 –d (bảng
9.5) cho ta:
A = (50 kg N/d)/(0,5 kg N/1000 m2-d) = 10 * 10
4 m
2
Chúng ta sử dụng giá trị lớn hơn: 10* 104 m
2
Thứ nhì, chúng ta thực hiện thiết kế 2 bước. Chúng ta bắt đầu với Oxi hóa BODL. Từ Chương 8
chúng ta đã chọn một mặt tải tương đối lớn là 7 kg BODL/1000 m2-d. Điều này cho ta diện tích
bước một là:
A1 = (300 kg BODL/d)/(7 kg BODL/1000 m2-d) = 4,3 * 10
4 m
2
Sau đó ta tính diện tích cho bước Nitrát hóa thứ 2. Trước khi ta tính diện tích, ta phải điều chỉnh
lượng tải TKN để giải thích cho N đã được sử dụng trong tổng hợp dị dưỡng trong bước đầu.
Làm theo phương pháp trong Ví Dụ 9.1 và 9.2, ta sẽ có một phép tích chính xác , miễn là tốc độ
tách đã được ước lượng. Cho ví dụ này, ta giả định rằng một mặt tải ít thận trọng hơn: 0,8 kg N/
1000 m2-d (bảng 9.5) và tính diện tích bước 2:
A2 = (40 kg N/d)/(0,8 kg N/1000 m2-d) = 5 * 10
4 m
2
Tổng diện tích bề mặt cho cả 2 bước là 9.3*104 m
2, điều đó giúp ta tiết kiệm thêm một diện tích
so với bước 1. Về mặt khác, ta phải thiết kế, xây dựng, và thực hiện 2 hệ thống khác nhau.
1.4 Vai trò của tỉ số BODL/TKN:
Quá trình nitrate hóa chịu ảnh hưởng của tỉ số BODL/TKN theo ba cách. Thứ nhất, như đã được
minh họa ở Vd 9.1 và 9.2, đây là một quá trình đồng hóa tạo ra sinh khối dị dưỡng có thu nhận
nito, và giảm lượng nito trong ammonium để tạo ra nitrite và nitrate. Nếu BODL/TKN lớn, tức
là lớn hơn 25 g BODL/gTKN thì lượng nito tạo ra từ ammonium sẽ không có đủ để cung cấp
cho quá trình nitrate hóa
Thứ hai, BODL/TKN xác định hàm lượng sinh khối hoạt tính gồm các Vi sinh vậtnitrate hóa. Vì
giá trị fS0 thấp của các Vi sinh vậtnitrate hóa, nên khối lượng sinh khối tạo thành của chúng
cũng thấp. Tỉ số BODL/TKN đặc trưng của nước thải đô thị khoảng từ 5 đến 10g BODL/gTKN-
khá thấp, nên lượng Vi sinh vậtnitrate hóa cũng ít hơn 20% sinh khối hoạt tính và một phần nhỏ
hơn của VSS
Cuối cùng, BODL/TKN tác động kiểm soát sự cạnh tranh các nguồn oxy hòa tan, chỗ trên floc
hay màng biofilm của sinh vật tự dưỡng và Vi sinh vậtnitrate hóa với nhau. Trong thời gian dài,
tỉ số BODL/TKN cao đã buộc các Vi sinh vậtnitrate hóa phải xuống sâu hơn trong floc hay
màng biofilm. Điều này làm cho các chất nền của các Vi sinh vậtnitrat hóa phải chịu một sự
kháng cự vận chuyển sinh khối lớn hơn, cụ thể là NH4+ và O2 (Rittmann and Manem, 1992) .
Trong thời gian ngắn, tốc độ sinh trưởng mạnh của các sinh vật dị dưỡng có thể tạo ra ảnh
hưởng xấu đến các Vi sinh vậtnitrate hóa như cạnh tranh nito, tiêu thụ oxy hay sự giành chỗ trên
floc và màng biofilm.
2. QÚA TRÌNH PHẢN NITRATE HÓA
Khử nitrate là quá trình khử nitrate (NO3-) hay nitrite (NO2
-) thành khí N2. Hay nói cách khác
NO3- hay NO2
- đóng vai trò như chất nhận e trong quá trình hô hấp mô bào và khai thác năng
lượng. Quá trình khử nitrate có thể được thực hiện bởi cả vi khuẩn tự dượng và dị dưỡng. Nhiều
vi khuẩn hiếu khí có khả năng chuyển từ từ, quá trình trao đổi chất theo kiểu oxy hóa (có sự
tham gia của oxy) sang dạng sự hô hấp nitrate.
Trong công nghệ sinh học môi trường, quá trình khử nitrate được ứng dụng khi có yêu cầu loại
bỏ hoàn toàn N.
Ví dụ quan trọng là xử lý nước thải đổ ra lưu vực sông để làm giảm nguy cơ phú dưỡng; xử lý
chất thải N, như nước từ nông nghiệp và nước thải từ nơi nuôi gia súc; và xử lý nước uống có
nồng độ NO3- + NO2
- cao, bằng cách đó có thể giảm sự nguy hiểm đến trẻ em. Trong từng ứng
dụng này, N có thể hòa tan và biến đổi thành khí N2, và trở lại khí quyển. Để có quá trình khử
nitrate, N phải là các dạng oxy hóa của nó, NO3- và NO2
-.
Vì nhiều nước thải chứa N dạng khử, quá trình khử nitrate hóa xảy ra đồng thời với quá trình
nitrate hóa, cần để tạo N dạng oxi hóa.
2.1 Các vi khuẩn tham gia quá trình phản Nitrate hóa
Pseudomonas Alcaligenes
Paracoccus Thio-bacillus
Quá trình phản nitrate hóa phổ biến trong tự nhiên. Vi khuẩn phản nitrate phổ biến là vi khuẩn
gram âm Proteobacteria, như Pseudomonas, Alcaligenes, Paracoccus, và Thio-bacillus. 1 số vi
khuẩn gram dương, có thể khử nitrate, bao gồm Bacillus. Thậm chí 1 vài thực vật ưa mặn
Archaea, như Halobacterium, cũng có thể khử nitrate. Tất cả các vi khuẩn khử nitrate là vi sinh
vật hiếu khí tùy nghi, có nghĩa là chúng thay đổi sự hô hấp nitrate hoặc nitrite khi giới hạn nồng
độ O2.
Vi khuẩn phản nitrate được sử dụng trong công nghệ sinh học môi trường có tính hướng hóa
chất, có thể sử dụng nguồn e từ chất vô cơ hoặc hữu cơ. Những vi sinh vật sử dụng nguồn e vô
cơ là sinh vật dị dưỡng và phổ biến là Proteobacteria. Một nhóm ít sinh vật tự dưỡng có thể tận
dụng H2 và S dạng khử. Bởi vì chúng tạo nên tính trao đổi chất đa dạng. Vi sinh vật phản nitrate
thường được tìm thấy trong đất, trầm tích, nước bề mặt, nước ngầm, nhà máy xử lý nước thải.
Quá trình khử nitrate hóa thực hiện theo từng bước, trong đó giảm tuần tự từ NO3-
NO2-NON2ON2.
Mỗi bán phản ứng và enzyme xúc tác được thể hiện bên dưới:
NO3- +2e+2H
+NO2
-+H2O Enzyme: nitrate reductase
NO2-+e+2H
+NO+H2O Enzyme: nitrite reductase
2NO+2e+2H+N2O+H2O Enzyme: Nitric Oxide reductase
N2O+2e+2H+N2+H2O Enzyme: Nitrous oxide reductase
Nồng độ Oxy kiểm soát hô hấp hiếu khí tùy nghi N. Oxy kiểm soát quá trình phản nitrate theo 2
cách:
+ Đầu tiên là ngăn chặn một vài enzyme nitrogen-reductase. Nghiên cứu với Pseudomonas
stutzeri cho biết những enzyme này bị kiềm hãm bởi nồng độ DO ngoài 2.5 đến 5mg O2/l.
+ Thứ 2, cơ chế kiểm soát là hạn chế sự hoạt động của enzyme khử nitrate bởi nồng độ DO lớn
hơn 1/10 mgO2/l.
Thực tế là nồng độ DO kiềm hãm loại enzyme reductase cao hơn nhiều là kiềm chế họat động
của chúng, nghĩa là quá trình nitrate hóa có thể xảy ra khi nồng độ DO trên O. Tình hình này
được nâng cao khi vi khuẩn phản nitrate được đặt bên trong flocs hoặc màng sinh học, nơi mà
nồng độ oxy thấp hơn trong chất lỏng (Rittmann and Langeland, 1985)
Nồng độ nguồn e rất thấp hoặc nồng độ DO quá cao có thể dẫn đến sự tích lũy trung gian
giữa NO2-, NO2, N2O. 2 chất sau là khí nhà kính, cần ngăn ngừa sự giải phóng 2 chất đó. Nồng
độ thấp của nguồn cho e hạn chế cung cấp e đến bán phản ứng khử. Nồng độ O2 cao có khuynh
hướng kiềm hãm enzym nitrite và nitrous oxide reductase trước khi enz nitrate reductase bị
kiềm hãm.
Mặc dù vi khuẩn phản nitrate không nhạy cảm với pH, giá trị pH ngoài phạm vi tối ưu(7 đến 8)
dẫn đến sự tích lũy chất trung gian.Trong nước độ kiềm thấp, cần thiết phải kiểm soát pH (tăng
pH), vì sản phẩm quá trình phản nitrate hóa bền bazo. Sự sản sinh bazo được minh họa bởi phản
ứng cân bằng khi acetate và H2 là chất cho e cho vi khuẩn tự dưỡng hoặc dị dưỡng
CH3COOH+8/5NO3-+4/5H2O4/5 N2+2H2CO3+8/5 OH
-
4H2+8/5NO3-4/5 N2+8/5 OH
-+16/5 H2O
Trong cả 2 trường hợp, độ kiềm của nước tăng bởi tạo ra 8/5bazo mạnh trong khi mất 8/5 mol
NO3- tương ứng.
Bảng 10.1 Biểu diễn hóa học lượng pháp và các thông số động học của vi khuẩn khử
Nitrate
Chất cho e Methanol BOD H2 So
Nguồn C Methanol BOD CO2 CO2
fs0 0.36 0.52 0.21 0.13
Y, g VSSa/g donor 0.27 0.26 0.85 0.10
gVSSa/g OD 0.18 0.26 0.11 0.07
q^, g donor/g VSSa-d 6.9 12 1.6 8.1
g OD/g VSSa-d 10.4 12 11.8 11.2
K, mg donor 9.1 1 1 ?
Mg OD/l 13.7 1 0.13 ?
b, d-1
0.05 0.05 0.05 0.05
[ ]lim 0.55 0.33 0.76 1.3
Smin, mg donor/1 0.25 0.017 0.04 ?
Smin, mg OD/1 0.38 0017 0.005 ?
D, cm2/d 1.3 1.0 0.9 _
JR, kg OD/l,000 m2-d 1.5 0.5 1.2 ?
S*min (no detachment) 0.027 0.017 0.040 0.066
(bdet=0.2/d) 0.15 0.087 0.23 0.45
K* 1.8 0.4 2.2 ?
Bảng 10.1 mô tả định lượng và thông số động lực (ở 20oC) cho sinh vật dị dưỡng sử dụng khí
methanol, các vật liệu hữu cơ khác, H2, S cơ bản như 1 chất cho e cho quá trình khử nitrat .
Bảng 10.1 sử dụng nhiều khái niệm hữu ích của OD. OD tương ứng với khối lượng của chất cho
e thể hiện tương đương với oxy. Nó tương tự như khối lượng của O2 cần thiết để oxy hóa hoàn
toàn chất cho e. 8 gr OD bằng 1e-. Chất cho e hữu cơ, OD bằng với BODL.
Giá trị bảng 1đưa đến quan sát về vi khuẩn khử nitrat và nên làm thế nào các quá trình liên quan
đến quá trình khử nitrat thực hiện
1. Khi giá trị fo sinh vật dị dưỡng sử dụng BOD chung chỉ hơi nhỏ hơn f
0 sinh vật dị dưỡng
hiếu khí ( khoảng 0.6 e tổng hợp/ e chất cho), giá trị f0 sinh vật tự dưỡng thì nhỏ hơn
nhiều, tương tự như vi khuẩn nitrat hóa. Giá trị f0 sinh vật oxy hóa C bậc 1 tiêu thụ
methanol thì thấp hơn nhiều vi sinh vật dị dưỡng khác.
2. Khi giá trị và b tương tự nhau (cf 12g OD/g VSSa – d và 0.05/d), lim được kiểm
soát chủ yếu bởi Y
3. Giá trị Smin thấp hơn 1 mg DO/L, có nghĩa BOD còn lại cao trong dòng thải không phải
là 1 vấn đề đặc biệt.
4. Quá trình màng sinh học, tất cả các vi sinh vật cho thấy tiềm năng tăng trưởng cao (Smin
thấp) khi tách rời là không đáng kể. Mặt khác, quá trình tự dưỡng có thể hạn chế tốc độ
tăng trưởng như bdet tăng.
5. Giá trị K* cho quá trình màng sinh học là không lớn. Có nghĩa bên ngoài khối lượng vận
chuyển kiểm soát thông lượng chất nền khi tải màng sinh học trong khu vực trung bình
hoặc cao.
Tóm lại, sinh vật dị dưỡng có những đặc điểm tương tự như sinh vật dị dưỡng hiếu khí. Bởi
vì chúng là hiếu khí tùy ý, chuyển từ hô hấp O2 sang hô hấp NO3- hoặc NO2
- gây ra chỉ giảm
nhẹ fo và Y, chỉ tăng vừa phải
lim Vì thế, quá trình khử nitrate nên thực hiện tương tự
như quá trình hiếu khí sử dụng để loại bỏ BOD.
Mặt khác, đặc điểm động học của vi khuẩn phản nitrate dị dưỡng và vi khuẩn nitrate tự
dưỡng là rất khác nhau. Vi khuẩn nitrate hóa có giá trị fo thấp, tăng chậm hơn và về căn bản
yêu cầu thời gian lưu chất rắn lâu hơn. Hơn nữa, tỷ lệ quá trình nitrate hóa tối đa yêu cầu
nồng độ DO cao, trong khi nồng độ DO cao làm chậm hoặc dừng quá trình khử nitrate hóa.
Vì quá trình nitrate hóa cần thiết để cung cấp NO3- hoặc NO2
- cho quá trình khử nitrate hóa,
quá trình hoạt động và thiết kế phải điều hòa những đặc tính sinh lý xung đột. Đó là việc
điều hòa nhu cầu của vi khuẩn nitrate hóa và phản nitrate hóa dị dưỡng để phân biệt các
phương pháp tiếp cận khác nhau để khử N trong công nghệ sinh học môi trường.
1 đặc điểm quan trọng của vi khuẩn phản nitrate hóa là sử dụng NO3- hoặc NO2
- như nguồn
N cho tổng hợp tế bào. Tăng sự mất điện tử giảm nguồn N đến trạng thái oxi hóa -3 làm
giảm f và năng suất thật. Ví dụ, sử dụng NO3- như nguồn N yêu cầu thêm 8 e tương đương
mỗi mol của sinh khối, đại diện như C5H7O2N. như trong bảng 2.4, C5H7O2N yêu cầu 20 e
để oxihoa1 C đến trạng thái 0 trong tất cả các tế bào (phản ứng C1), nhưng yêu cầu 28 e để
oxy hóa C và N khi nguồn N là NO3- (phản ứng C-2). Vì thế, khi NO3
- là nguồn N, oxy yêu
cầu cho sinh khối là (28e eq/mol cells) (1 mol cells/113 g cells) (8 g O2/e- eq)=1.98 g OD/g
cells, không phải 1.42 g OD/g cells..
2.2 Quá trình khử Nitrate bậc 3
Qúa trình khử nitrat có thể chia thành 2 loại chính: xử lý bậc 3 với bùn bậc 1. Điều khác biệt
giữa 2 loại dựa vào việc có cho thêm chất cho điện tử ngoại sinh hay không. Khử nitrat bậc 3
đòi hỏi sự thêm vào của chất cho điện tử ngoại sinh, trong khi đó bùn bậc 1 sử dụng chất cho
điện tử có sẵn trong nước thải.
Khử nitrat bậc 3 thì thích hợp cho bất cứ loại nước cần xử lí có chứa NO3- hoặc NO2
- . Khử
nitrat xảy ra trong tự nhiên ở những vùng nông nghiệp bị ô nhiễm phân đạm, nguồn cung cấp
nước uống ở những vùng nông nghiệp này chứa nồng độ NO3- cao nhưng rất ít chất hữu cơ.
Khử nitrat bậc 3 xảy ra sau quá trình sinh học hiếu khí của nước thải. Trong xử lí bậc 2 thì tất cả
các gốc cho điện tử có mặt được oxi hóa hoàn toàn, các hợp chất chứa nito được oxi hóa đến
NO3- , trong khi đó các hợp chất cacbon bị khoáng hóa. Kết quả của xử lí bậc 2 là N bị chuyển
thành NO3- nhưng không có chất cho điện tử. Trong thực tế khử nitrate bậc 3 theo sau xử lý bậc
2.
Các chất hữu cơ thông thường được cho vào quá trình như những chất cho điện tử, Chúng làm
tăng sự tích lũy của sinh vật dị dưỡng (làm tăng sinh khối). Trong giới hạn sinh học và động lực
học sinh vật khử nitrat dị dưỡng rất giống với sinh vật dị dưỡng hiếu khí sử dụng để oxi hóa
BOD. Tuy nhiên có một sự khác nhau lớn đó là quá trình khử nitrat không đòi hỏi nguồn cung
cấp oxi. Sử khác nhau đó đã làm giảm những nguyên tắc khắt khe trong quá trình hiếu khí
Hầu hết các hợp chất hữu cơ đều có thể được sử dụng như những chất cho điện tử ngoại sinh.
Trước đây methanol được chọn vì nó có lợi về kinh tế chứ không phải nó tốt hơn những chất
cho điện tử được chọn khác. Khi có sự tập trung sẵn những chất hữu cơ trong nước thải thì
chúng được sử dụng như một chất cho điện tử rẻ tiền. dòng nước thải từ quá trình chế biến thực
phẩm và sản xuất đồ uống thì thường được sử dụng nhất bởi vì chúng chứa nồng độ BOD cao
(hơn 10000mgBODl/L) và tỉ lệ C/N cao. Với tỉ lệ C/N cao ,thì đặc tính của nguồn carbohydrat
là cung cấp một lượng lớn điện tử, nhưng lại giải phóng ra 1 ít N dạng khử. Trong khi đó mục
đích của quá trình khử nitrate là loại bỏ hết N trong nước, vì thế việc thêm vào N dạng khử sẽ đi
sai mục đích.
Các hợp chất vô cơ cũng được sử dụng như một chất cho điện tử và ngày càng phổ biến. Khí H2
là chất cho điện tử rất tốt cho quá trình khử nitrat tự dưỡng. Chúng có những ưu điểm như: sản
xuất sinh khối thấp hơn so với dị dưỡng và hoàn toàn không thêm vào N dạng khử. Nhược điểm
chính của khí H2 là thiếu an toàn cho hệ thống chuyển hóa Hydro. Trong những năm gần đây
việc phát triển ra thiết bị màng phân hủy thì đã khắc phục được mối nguy hiểm thường gặp
trong chuyển hóa khí và làm cho H2 trở thành sự lựa chọn hàng đầu.
Sulfua dạng khử cũng điều khiển quá trình khử nitrat tự dưỡng. thông thường nhất thì nguồn S
dạng khử là S và chúng bị oxi hóa đến SO42-. Thông thường thì S được gắn vào chất nền rắn
chúng bao gồm chất rắn ở dưới đáy như CaCO3, bởi vì oxi hóa S xảy ra trong acid mạnh
S(s)+6/5NO3-+2/5H20SO4
2-+3/5N2+4/5H
+
Hóa học lượng pháp của phản ứng khử nitrat
Phối hợp 3 quá trình Nitrate hóa khác nhau được kiểm tra: dị dưỡng sử dụng methanol như chất
cho điện tử , dị dưỡng với chất cho điện tử là acetat và tự dưỡng với H2 như chất cho điện tử.
Từ bảng 10.1 chúng ta sử dụng giá trị fos lần lượt là 0.36;0.52 và 0.21. Mọi phản ứng thì được
hoạt động với một SRT của 15d. Chúng ta có thể tính toán cho tất cả những phương trình hóa
học lượng pháp cho mỗi hệ thống dưới những điều kiện khác nhau
- Thứ nhất mỗi hệ thống có giá trị fs và fe riêng nhận được từ công thức :
khi b=0.05/d và fd=0.8 cho tất cả các hệ thống, thì ta tính được
Phản ứng fs fe
Dị dưỡng với methanol 0.267 0.733
Dị dưỡng với acetate 0.342 0.658
Tự dưỡng với H2 0.137 0.862
- Thứ hai các bán phản ứng có liên quan thì:
Tế bào sử dụng NO3- như nguồn N
1/28NO3- +5/28CO2+29/28H+ =1/28C5H7O2N +11/28H2O
+ chất nhận điện tử
1/5NO3- +6/5H+ +e- =1/10N2 +3/5H2O
+ chất cho e:
Methanol
1/6CO2 +H+ +e- =1/6CH3OH +1/6H2O
Acetat
1/8COO2 +1/8HCO3- + H+ +e- = 1/8CH3COO- +3/8H2O
Khí H2
H+ +e- =1/2H2
- Thứ ba:các bán phản ứng được kết hợp theo:
R= -R(chất cho) +feR(chất nhận) + fsR(tế bào)
Dị dưỡng với methanol
0.1667CH3OH + 0.1561NO3- +0.1561H+ =0.00954C5H7O2N + 0.0733N2 +
0.3781H2O + 0.119CO2
Dị dưỡng với acetat
0.125CH3COO- + 0.1448NO3- + 0.1438H+ = 0.0122C5H7O2N + 0.658N2 +
0.125HCO3- + 0.0639CO2 + 0.1542H2O
Dị dưỡng với khí H2
0.5H2 + 0.1773NO3- + 0.0246CO2 + 0.1773H+ = 0.00493C5H7O2N + 0.0862N2 +
0.5714H2O
Bảng tóm tắt 10.2 thì đã đưa ra những hóa học lượng pháp đặc biệt của phản ứng, qua bảng thì
ta cũng biết được khối lượng sinh khối sinh ra của quá trình khử nitrat được biểu diễn qua giá trị
fs, tỉ lệ giữa VSS(sinh ra)/NO3-(tiêu thụ), hoặc tỉ lệ giữa khối lượng VSS(sinh ra)/OD(tiêu thụ)
và nó suy giảm đáng kể từ acetat đến methanol đến khí H2. Một xu hướng khác đó là từ 4.3 đén
13% điện tử của NO3-_N tiêu thụ được sử dụng như nguồn N cho quá trình tổng hợp, tỉ lệ lớn
nhất có liên quan đến giá trị fs lớn nhất.Bảng 10.2 thì cũng đã chỉ ra 28.6% DO của sinh khối
được đầu tư vào việc khử nguồn N – 3 trạng thái oxi hóa
Những số liệu trong bảng 10.2 cũng đã hướng dẫn việc thiết kế hệ thống xử lí phù hợp. Ví dụ
quá trình khử nitrat dị dưỡng với acetat đòi hỏi phải cung cấp khoảng 4g BOD cho mỗi gam
NO3--N . Tại thời gian đó thì nó sản xuất ra khoảng 0.69g VSS của sinh khối và 3.6g CaCO3 của
tính kiềm. Trước kia nó được sử dụng để xác định tỉ lệ bùn thải ra, trong khi gần đây nó được sử
dụng giải quyết nước có chứa đệm thích hợp.
2.2.1 Quá trình khử Nitrate bậc 3 với bùn hoạt tính
Quá trình khử nitrat bậc 3 với bùn hoạt tính thông thường được sử dụng để xử lí cho
những nước thải có chứa nitrat. Các mô hình xử lý cơ bản giống như quá trình xử lí hiếu khí sử
dụng bùn hoạt tính: bể khuấy trộn, bể lắng bất hoạt, bùn tuần hoàn và bùn thải để kiểm soát thời
gian lưu bùn. Nhìn chung SRT là khoảng 5 ngày tính từ thời điểm thêm chất hữu cơ cho điện tử.
Thời gian này thì lâu hơn so với quá trình khử nitrat tự dưỡng.(Bảng 10.2)
Bảng 10.2
Reaction Heterotrophic Heterotrophic Autotrophic
Type with Methanol with Acetate with H2
fs 0.267 0.342 0.138
Electron equivalents in donor 1 1 1
Electron equivalents in biomass
Total (=fs) 0.267 0.342 0.138
In C (=
s) 0.191 0.244 0.099
In N (=
s) 0.076 0.098 0.039
NO3-consumed
Mol 0.1561 0.1438 0.1773
e- eq as acceptor (=fs) 0.733 0.658 0.862
e-eq as N source 0.076 0.098 0.039
e- eq total 0.809 0.756 0.901
Net H+ consumed
H+ equivalent 0.1561 0.1438 0.1773
Key rations
g OD/g NO3—
N 3.66 3.97 3.22
g alk as CaCO3/g NO3—
N 3.57 3.57 3.57
g VSS/g NO3—
N 0.490 0.685 0.224
g VSS/g OD (=Yn) 0.135 0.172 0.0696
Mặc dù quá trình khử nitrat bằng bùn hoạt tính giống với quá trình xử lí hiếu khí ở nhiều
điểm, nhưng mô hình hệ thống có nhiều điểm khác nhau:
- Thứ nhất là bể xử lí được thiết kế để giảm đến mức tối thiểu sự thông khí. Mặc dù chất
lỏng chứa trong bể rất cần sự khuấy trộn nhưng cần hạn chế đến mức tối thiểu sự tiếp xúc với
không khí. Để giải quyết vấn đề này thì người ta thường khuấy trộn cơ chất bằng tuabin chìm.
Trong 1 số trường hợp thì bể phản ứng được che kín, mặc dù cách này không được thông dụng.
- Thứ hai đòi hỏi sự bổ xung các chất cho điện tử. Mặc dù lượng chính xác chất cho điện
tử có thể được tính chính xác bởi hóa học lượng pháp, nhưng một quy tắc nhất định là
4gBODL/g NO3- -N trong suốt quá trình khử. Chất cho điện tử cần phải được thêm vào nếu O2
đi vào hệ thống . Chất cho điện tử hữu cơ có thể được tăng cường cung cấp cho dòng nước thải.
H2 được thêm vào tốt nhất cùng với màng bọt hòa tan. Chất S khó thêm vào trong hệ thống lơ
lửng,bởi vì nó được cung cấp dưới dạng chất rắn hòa tan, nói chung sulfide (HS-), sulfite (SO3-
), hoặc thiosulfate (S2O32-) có thể được thêm vào dưới dạng chất lỏng, nhưng việc này có khả
năng sẽ làm tăng nhanh vi khuẩn dạng sợi và lượng lớn bùn.
Thiết kế bể lắng thì dựa vào nguyên tắc như trong quá trình xử lí hiếu khí. Nó có thể xem sự
tăng bùn là một vấn đề, tuy nhiên sự thành công của quá trình khử là làm giảm nồng độ của
NO3- trong bể phản ứng
Thiết kế cơ bản quá trình khử Nitrate bậc 3 sử dụng bùn hoạt tính
Một dòng nước thải 1000 m3/d chứa 50mg/L NO3
- -N, 2 mg/L O2, không có lớp cho điện tử.
Chúng ta để hoàn thành 1 thiết kế sơ bộ mà phần bổ sung acid acetic và 1 SRT 5d. Hỗn hợp
dung dịch dễ bay hơi và chất rắn lơ lửng có nồng độ 2500 mg/L. Mặc dù sự thông khí là nhỏ
nhất, O2 được thêm vào có nồng độ 6 mg O2/L trong dòng chảy. (chú ý rằng nếu có sự thông
khí đầy đủ, sẽ thêm hàng trăm mg/L O2 vào dòng nước.)
+ Thứ nhất, chúng ta phải tính tỉ lệ acid acetic, cái được thêm vào để khử nitrate và O2. Khi f so
= 0.52 cho quá trình khử nito với acid acetic, x = 5d, b = 0.05/d, fd= 0.8, fs = 0.4368, làm nên
phương trình của phản ứng khử nito:
0.125 CH3COOH + 0.1282 NO3- + 0.1282 H
+ =
0.05632 N2 + 0.0156 C5H7O2N + 0.1720 H2CO3 + 0.0875 H2O
Từ phương trình này, ta thấy tỉ lệ acid acetic và NO3- cần cho phản ứng:
=
Biến đổi thành đơn vị khối lượng:
.
.
=
Vì vậy, lấy đi 50mg/L NO3- -N cần 4.46 x 50 = 223 mg BODL/L acid acetic.
O2 cũng bị khử. Phương trình cho phản ứng hiếu khí bao gồm fso = 0.6,b = 0.1/d, fd = 0.8, và x
= 5d.
0.125 CH3COOH + 0.14 O2 + 0.0157 NO3- + 0.0157 H
+ =
0.0157 C5H7O2N + 0.1714H2CO3 + 0.0315H2O
Từ phương trình này cho thấy:
.
=
Từ phương trình này có nghĩa là acid acetic thêm vào để tiêu thụ hết O2 là:
. (2 + 6 mg O2 / L) = 14 mg BODL/ L
Tóm lại, acid acetic phải được thêm vào để sinh ra 223 + 14 = 237 mgBODL/L trong dòng chảy.
+ Thứ hai, tỉ lệ bùn sinh ra vẫn còn từ phương trình trên và giả sử 100% acid acetic phản ứng
hoàn toàn, sản lượng quan sát được:
.
=
cho sự khử nito và
.
= 0.22 g VSS/ g BODL
cho sự oxi hóa hiếu khí. Tổng sản phẩm VSS là:
. 1,000 m3/d .
= 52 kg VSS/d
+ Thứ ba, thể tích của hệ thống phải được tính từ x , tỉ lệ sản phẩm VSS, và MLVSS cần:
V =
=
= 104 m
3
Tải trọng thể tích (QSo / V) là 2,3 kg BODL/ 1,000 m
3 – d, 1 giá trị cao hơn bình thường được
dùng trong bùn hoạt tính hiếu khí. Một tải trọng thể tích cao hơn được thực hiện, bởi vì hạn chế
oxy vận chuyển không phải là vấn đề. Tuy nhiên, thiết kế bể lắng vẫn phải được xem xét và có
thể thúc đẩy thể tích của hệ thống tăng lên, cái cần cho MLVSS thấp hơn x.
Chú ý cuối cùng, acid acetic thêm vào của hệ thống. Tuy nhiên, sự khử nito tiêu thụ tỉ lệ H+ gần
như cân bằng với acid acetic. Do đó, sự thêm vào của acid acetic sẽ làm giảm pH trong lò phản
ứng. Sự ảnh hưởng của pH có thể được tính toán dùng nguyên tắc acid/base và xem như liên
quan đến hệ thống aacid/base yếu.
2.2.2 Quá trình màng sinh học
Quá trình khử nito là 1 trong những ứng dụng dễ dàng nhất trong phạm vi rộng của xử lí màng
sinh học.
Mặc dù nitrate là chất ô nhiễm chính, điện tử cho luôn ở 1 tỉ lệ giới hạn. Do đó, thiết kế
của hệ thống sinh học cho sự khử nito nên phụ thuộc vào dòng của lớp cho. Bảng 10.1 chỉ ra
rằng JR của lớp cho điện tử gần như 1 kg OD/1,000 m2-d. Tất nhiên giá trị chính xác phụ thuộc
vào lớp cho đã dùng và điều kiện của phản ứng, như tỉ lệ tách ra và nhiệt độ. Sự hoạt động khác
của hệ thống sinh học là giá trị J của lớp cho hữu cơ từ 15 đến 22 kg BODL/1,000 m2-d thường
dùng là việc cần thiết để loại bỏ nitơ và nồng độ BOD có thể chấp nhận được trong nước thải.
Dùng H2 như 1 điện tử tự dưỡng để tách NO3- cho dòng chảy là 25 kg OD/1,000 m
2-d, tương
ứng 3.1 kg H2/ 1,000 m2-d. Bằng tỉ lệ này, dòng NO3-(kg N/1,000m2-d) bằng 1/3 đến ¼ giá trị
của dòng cho.
Hầu như các hệ thống sinh học hoạt động tốt cho sự khử nito, miễn là oxy vận chuyển
được giữ ở mức tối thiểu và sự bịt kín không xảy ra. Hệ thống thành công bao gồm:
Hạn chế thông khí trong RBCs
Lớp chìm cố định của đá, cát, đá vôi hay chất dẻo.
Lớp hóa lỏng của cát, cacbon hoat hóa, hạt nhựa trao đổi ion
Lớp lỏng của những hạt nhẹ
Màng ngăn của lò phản ứng sinh học, loại màng cung cấp H2 và là màng bám dính
sinh học.
Thời gian giữ nước thấp khi bề mặt vận chuyển thông thoáng. Ví dụ, xử lí chất lỏng có
thời gian giữ nước ít hơn 10 phút( Jeris, Beer, and Mueller, 1974). Tải trọng thể tích trong
trường hợp này có thể vượt quá 20,000 kg BODL/1,000m3-d.
2.3 Quá trình khử Nitrate bùn bậc 1
Quá trình khử nitrate bùn bậc 1 được gọi là bùn đơn hay quá trình khử N kết hợp, liên quan đến
chỉ số BOD trong nước thải để thực hiện quá trình khử Nitrate. Vì vậy bùn khử nitrate bậc 1
không thể hoạt động như một quá trình bổ sung sau quá trình xử lí thứ cấp, bởi vì xử lí thứ cấp
(xử lí bước 2) loại bỏ những chất hữu cơ đóng vai trò là chất cho điện tử. Hơn nữa sự khử
nitrate diễn ra phải có sự tích hợp đầy đủ các quá trình hiếu khí, oxi hóa BOD và nitrat hóa. Quá
trình tích hợp phải dự trữ chất cho điện tử hữu cơ cho qua trình phản nitrat thiếu khí, trong khi
tại cùng một thời gian, nếu cung cấp điều kiện hiếu khí thì cho phép diễn ra quá trình nitrate
hóa, tạo nitrat cho quá trình phản Nitrat. 2 quá trình này hầu như trái ngược nhau. Trong thực tế,
chúng có thể được điều hòa.
Đạt được 2 mục đích của quá trình khử nitrate bùn bậc 1 cung cấp nhiều lợi ích cho xử lý nước
thải:
- Vì không phải thêm tác nhân cho điện tử từ bên ngoài vào hệ thống nên giảm được chi
phí hơn so với quá trình khử nitrate bậc 3
- Vì một số loại nước thải có BOD bị oxi hóa với nitrate như chất nhận điện tử, không phải
O2, nên chi phí sục khí giảm so với hệ thống khác để nitrate hóa N dạng khử trong nước
thải.
- Thành công loại bỏ hoàn toàn hoặc hầu như hoàn toàn N, do đó các nguồn nước được
bảo vệ khỏi nguy cơ phú dưỡng hóa.
Những năm gần đây, khoc học kĩ thuật phát triển đã tiếp cận một cách rõ rang những đối lập
của quá trình bùn khử Nitrat bậc 1. Một loạt cấu hình kỹ thuật, nhưng tất cả quá trình bùn
bậc 1 dựa trên 3 tiến trình cơ bản, được mô tả trong phần tiếp theo. Bằng cách nào để có thể
kết hợp các tiến trình này lại với nhau để tạo ra hiệu quả cho quá trình xử lí sẽ được nêu
trong phần sau.
2.3.1 Các tiến trình cơ bản bùn bậc 1
Nước thải thông thường chứa BOD hữu cơ và N dạng khử được gọi la tổng Nitơ Kjeldahl
(TKN). TKN sẽ được oxi hóa thành NO3- _N mà không oxi hóa hết tất cả BOD trước quá trình
phản Nitrat. 3 tiến trình cơ bản để dự trữ chất hữu cơ cho điện tử trong khi quá trình nitrate hóa
diễn ra:
+ Dự trữ và phân hủy sinh khối
+ Tiền khử Nitrat cổ điển
+ Nitrat hóa đồng thời với khử Nitrat
2.3.1.1 Dự trữ và tổng hợp sinh khối
Hình a:
Quá trình dự trữ và phân hủy sinh khối lưu giữ các electron từ chất cho điện tử ban đầu
trong sinh khối. Tổng hợp sinh khối dự trữ đương lượng electron có nguồn gốc ban đầu từ BOD
và được giải phóng thông qua hô hấp nội sinh để thực hiện quá trình khử Nitrat. Việc tiếp cận
Sludge recycle
Low BOD
Low
High
BOD0
TNK0
aeration
n
Sludge
waste
Aerobic
BOD Oxidation
Nitrification
Biomass
systhesis
Anoxic
Denitrification with biomass
as donor
sinh khối này gắn liền với các kĩ sư Thụy sĩ nổi tiếng (Wuhrmanm, 1964) và được gọi là quá
trình phân hủy sinh khối Wuhrmanm.
Hình a) cho thấy, dự trữ và phân hủy sinh khối, bao gồm bể hiếu khí bùn hoạt tính, trong đó
TKN bị Nitrat hóa chuyển về dạng NO3- _N; trong khi đó BOD bị oxi hóa 1 phần và một phần
được lưu trữ qua quá trình tổng hợp sinh khối. Hỗn hợp bùn-nước thải sau đó chảy vào bể thiếu
khí, nơi mà NO3- _N được chuyển thành N2 tự do qua quá trình hô hấp nội sinh. Bể xử lý, bùn
tuần hoàn và bùn thải được sử dụng cho lần lượt các chức năng: đóng thành dạng rắn,
chất rắn tái chế và kiểm soát SRT.
Mặc dù quá trình lưu giữ và phân hủy sinh khối đơn giản và hiệu quả cho việc giữ electron cho
quá trình khử Nitrat, không thường sử dụng nó như 1 quá trình riêng lẻ. 2 thiếu sót giải thích tại
sao việc ứng dụng quá trình lưu giữ và phân hủy sinh khối bị hạn chế :
- Quá trình hô hấp nội sinh có động học chậm. Động học chậm của hô hấp nội sinh có
nghĩa là nồng độ cao chất rắn lơ lững hỗn dịch và thời gian lưu nước dài trong bể thiếu
khí là cần thiết. Cả 2 dẫn đến chi phí đầu tư cao, trong khi trước đây có thể tạo nên vấn
đề vận hành với bể xử lý và việc tuần hoàn.
- Thứ 2, phân hủy sinh khối luôn tạo ra NH4+ _N. Vì vậy bể thiếu khí tuần hoàn N và đạm
BOD vào nước, mặc dù nồng độ thấp hơn ban đầu.
2.3.1.2 Tiền khử Nitrate cổ điển
Hình b:
Tiền khử Nitrat cổ điển
Hình b, trực tiếp sử dụng BOD trong dòng nước thải cho quá trình khử nitrat. Để làm được điều
này, bể chứa đầu tiên là bể thiếu khí. BOD trong nước thải là chất cho điện tử cho quá trình khử
Nitrat xảy ra ở bể chứa thứ nhất. ở bể 2, hiếu khí hoàn toàn, nơi mà TKN trong nước thải bị
nitrat hóa thành NO3- _N và lượng BOD không được dùng trong bể thiếu khí sẽ được tiêu thụ
trong quá trình hiếu khí. Nitrat được hình thành trong bể hiếu khí được cung cấp cho bể thiếu
khí bởi lượng lớn dòng chảy tuần hoàn . Hệ thống này được gọi là tiền khử Nitrat, bởi vì quá
trình khử Nitrat được diễn ra ở bể đầu tiên, và theo sau là những phản ứng hiếu khí. Trước khi
xãy ra quá trình khử Nitrat, làm sao để lượng electron chứa trong lượng BOD được duy trì cho
quá trình này. Chìa khóa cho việc sử dụng BOD trong nước thải là dòng tuần hoàn nitrate từ bể
hiếu khí. NO3- không tuần hoàn trong nước thải và loại bỏ phân đoạn N bởi quá trình khử Nitrat
tương đương với
với Q là lưu lượng dòng chảy vào bể và là lưu lượng dòng tuần
hoàn ( mối quan hệ này được làm rõ ở phần cuối của phần Bùn khử Nitrat bậc 1). Vì vậy, hệ số
tái chế (100% .
) của 400% trở lên được sử dụng để mang đủ lượng NO3
- trở lại bể thiếu khí,
vì vậy tổng N được loại bỏ là rất lớn.
Sludge recycle
Some BOD
Anoxic
BOD
Oxidation by
nitrate respiration
Aerobic
BOD
Oxidation
and
nitrification
BOD0 TNK0
Low BOD
some
low
High and mixed
liquor recycle
aeration
a
Sludge
waste
Phương pháp tiền khử Nitrat cổ điển đã đi vào sử dụng rộng rãi trên toàn thế giới. lợi thế của nó
bao gồm việc sử dụng trực tiếp lượng BOD trong nước thải cho quá trình khử Nitrat, điều này
làm giảm chi phí sục khí so với hiếu khí nghiêm ngặt loại bỏ BOD hoàn toàn; Các quá trình
động học cũng diễn ra nhanh hơn so với phương pháp lưu giữ và phân hủy sinh khối.
Khuyết điểm chính của phương pháp này là tiêu tốn nhiều kinh phí cho hệ thống ống dẫn và
bơm.
2.3.1.3 Kết hợp 2 quá trình Nitrate hóa và phản Nitrate hóa
Hình c:
Cách tiếp cận thứ 3 của phương pháp Bùn khử Nitrat bậc 1 là Nitrat hóa đồng thời với khử
Nitrat. Được minh họa ở hình c
Khi nồng độ DO xuống thấp hơn 1 mg/l (ppm) thì quá trình phản Nitrat thiếu khí sẽ diễn ra
song song với các phản ứng hiếu khí của quá trình Nitrat hóa và quá trình oxi hóa BOD.
3 yếu tố cho phép tất cả các phản ứng diễn ra đồng thời:
1. Các loại enzyme nitrogen reductase được ngăn chặn chỉ khi DO > 1 mg/l.
2. Quá trình ức chế enzyme nitrogen reductase là không đáng kể khi DO < 1 mg/l.
3. DO trong hệ thống xuống thấp hơn bình thường, vì vậy quá trình khử Nitrat có thể diễn
ra thậm chí còn mạnh mẽ hơn khi ở bên trong màng sinh học, ngay khi các chất cho điện
tủ lọt (thâm nhập) vào bên trong tế bào.
Cơ bản 100% quá trình loại bỏ N bằng sự kết hợp quá trình Nitrat hóa với khử Nitrat đã được
ghi nhận, và một phần quá trình khử Nitrat có thể diễn ra trong hầu hết các hệ thống bùn hoạt
tính nitrate hóa và có nồng độ DO dưới mức bão hòa. Khi bùn hoạt tính được khai thác triệt để,
sự kết hợp quá trình Nitrat hóa với khử Nitrat phát huy tất cả những ưu điểm của quá trình tiền
khử Nitra , đồng thời loại bỏ được những điểm bất lợi chính, hiệu quả tuền hoàn tăng lên. Về
mặt ảnh hưởng, duy trì một nồng độ DO thấp trong suốt quá trình xử lí tạo ra 1 tỉ lệ tuần hoàn
vô cùng cao và cho phép loại bỏ 100% N.
Ngày nay, hạn chế chính của việc lắp đặt hệ thống kết hợp Nitrat hóa với khử Nitrat là chúng ta
chưa biết được sự liên quan của SRT (thời gian lưu bùn), thời gian lưu nước và DO có thực sự
đảm bảo.
Đặc điểm chung của tất cả các quá trình khử nitrate bùn bậc 1 là một cộng đồng vi sinh vật thực
hiện tất cả các phản ứng. Cộng đồng này chính là Bùn bậc 1. Vi khuẩn Nitrat oxi hóa ammoni
bất cứ khi nào có sự hiện diện cuả DO, sinh vật dị dưỡng có sự chuyển đổi qua lại giữa hô hấp
thiếu khí và hiếu khí hoặc chúng thực hiện đồng thời 2 phương thức hô hấp này. Vì những sinh
vật Nitrat hóa là cơ thể tự dưỡng, tỉ lệ tăng trưởng của chúng sẽ kiểm soát SRT ở mức cần thiết,
nhưng tất cả các chủng vi sinh vật có cùng SRT. Những SRT lớn hơn 15 d (days) được sữ dụng
trong hầu hết các hệ thống và đôi khi còn dài hơn nữa. SRT còn cung cấp những nhân tố an toàn
BOD0
TNK0
Low BOD,
and
Sludge
waste
Sludge recycle
Controlled Low D.O Simultaneous
nitrification,
denitrification, and aerobic BOD oxidation
x> 15 days
cho các vi khuẩn nitrat hóa khi nồng độ DO xuống thấp hoặc =0. SRT dài có nghĩa là sự tích tụ
của MSLL là đáng kể.
Một kết quả thực tế cho SRT dài là thời gian lưu nước (ɵ) cần phải tăng lên để giữ cho hàm
lượng MSLL trong giới hạn hợp lí, điều này được quyết định bằng hiệu suất của bể chứa.
Những thông số của bể chứa cho quá trình khử nitrate bùn bậc 1 được dùng tương tự như những
bể hiếu khí mở rộng cho bùn hoạt tính. Thời gian lưu nước trong các phản ứng cho quá trình
tiền khử Nitrat và kết hợp Nitrat hóa với khử Nitrat thông thường mất ít nhất 10 giờ đối với chất
thải điển hình và lớn hơn 24 giờ cho một số trường hợp. Thậm chí yêu cầu thời gian lưu nước
còn dài hơn khi nước thải bị ô nhiễm nặng.
2.3.2 Quá trình biến đổi cơ bản bùn bậc 1
Những bất lợi của các tiến trình cơ bản cho quá trình khử nitrate bùn bậc 1thúc đẩy phát triển kế
hoạch kết hợp các tiến trình cơ bản để khắc phục các hạn chế. Ba biến thể là quá trình Barnard,
bể phản ứng hàng loạt và hệ thống màng sinh học.
2.3.2.1 Quá trình Barnard
influent
Hình 10.2
Quá trình kết hợp nổi tiếng nhất mang tên người phát minh ra nó, Dr. J. Barnard ở Nam
Phi(Barnard,1975). Quá trình Barnard, thể hiện dưới dạng sơ đồ như hình 10.2, bắt đầu với tiền
phản nitrate trong khung 1 và 2. Thời gian lưu thủy lực điển hình, dựa trên dòng chảy lưu lượng
Q, khoảng 14h cho giai đoạn tiền phản nitrat với phạm vi từ 7 đến 24h. Với một tỉ lệ tuần hoàn
cho QR2
của 400%, kh
1.Anoxic
predenitrificati
on
= 3h
(based
on Q)
2. aerobic
nitrification
11h
4. aerobic
nitrification
1h
3. anoxic
denitrificatio
n
3 h
settle
r
Mixed liquor
recycle
Sludge recycle
effluentt
t
Sludge wasting
oảng chừng 80% của đầu vào TKN bị phản nitrat thành N2, trong khi khoảng 20% rời
khỏi bể 2 thành NO3--N. Nếu đầu vào TKN là 50mg/l, NO3
--N khan rời khỏi bể 2 vào khoảng
10mg/l.
Nước thải từ bể 2 chảy vào bể 3, nơi mà hô hấp nội sinh khử nhiên liệu 10mg/l NO3_-N
thành khí N2. Thời gian điển hình lưu giữ thủy lực là 3h. Phân hủy tế bào giải phóng NH4+-N
vào nước vởi tỉ lệ khoảng 0.3mg NH4+-N/mg NO3
_-N. Vì vậy, dòng vào từ sự phân hủy sinh
khối( bể 3) bao gồm khoảng 3mg NH4+-N/l.
Bể 4 quy định khoảng 1h quạt gió vào để oxi hóa NH4+-N thành NO3
_-N. Vì thế, đầu ra
từ quá trình Barnard bao gồm NO3_-N vào khoảng 6% đầu vào TKN. Bể lắng hoạt động những
chức năng thông thường của nó và được thiết kế với tiêu chuẩn khí mở rộng.
Quá trình Barnard phổ biến rộng rài trên thế giới, sử dụng quá trình khử nitrate bùn bậc
một để loại bỏ thành công 90% N. Trở ngại của nó là nhiều bể, tương đương thời gian lưu thủy
lực dài, và dòng tuần hoàn đáng kể giữa bể 2 và 1.
2.3.2.2 Bể Hiếu khí gián đoạn (SBR)
Hình 10.3
Fill React 1 React 2 React 3 Settle
Anoxic Aerobic Anoxic Aerobic
3h 3h 2h 0.33h 0.67h
Mix Aerated Mixed Aerated Quiescent
Bể phản ứng hàng loạt (SBR) là phương pháp thay thế để đạt được mục đích giống như
tiền khử nitrate và quá trình Barnard. Hình 10.3 mô tả một chu trình 9h điển hình loại bỏ được
90% N, như quá trình Barnard. Trong suốt giai đoạn thiếu oxy, BOD nước thải bị nitrate hóa
với NO3- mang theo bùn lắng từ chu trình trước. Giai đoạn hiếu khí đầu tiên, oxy hóa TKN
thành NO3-, trong khi BOD dư được tận dụng cho hiếu khí. Giai đoạn bể thiếu khí phản nitrat
chủ yếu qua hô hấp nội sinh. Giai đoạn bể hiếu khí thứ hai( bể 3) biến đổi NH4+-N, giải phóng
trong bể thiếu khí, thành NO3_ ở đầu ra(sau lắng) và mang theo cho bể thiếu khí của chu trình
tiếp theo. SBR năm bước gần như cùng chức năng trong thời gian 5 giai đoạn của quá trình
Barnard trong không gian. Sự khác biệt đáng kể duy nhất là SBR chỉ sử dụng NO3- mang theo
từ bể lắng và chuyển đến tiền phản nitrat, trong khi quá trình Barnard chủ yếu sử dụng hỗn hợp
chất lỏng tuần hoàn từ giai đoạn hiếu khí đầu tiên.
Mặc dù chu trình SBR thông thường kéo dài 8 đến 12h, SRT và thời gian lưu thủy lực
giống quá trình Barnard. SRT là 15h hoặc nhiều hơn trong khi thời gian lưu thủy lực là 8 đến
24h. Hoạt động SBR có thể được rút ngắn để chỉ còn tiền phản nitrat. Vì thế, bể thiếu khí, một
bể hiếu khí, và giai đoạn lắng được giữ lại.
2.3.2.3 Hệ thống màng sinh học
Hình 10.4
Đồng thời quá trình nitrat và khử nitrat có thể hoàn thành với quá trình màng sinh học,
giống như sự phát triển huyền phù. Dẫn đến sự kết hợp tự nhiên của màng sinh học , oxy hóa
BOD hiếu khí, nitrat hóa và khử nitrat có thể tiến hành song song với các lớp khác nhau của
màng sinh học. Vì thế, đồng thời quá trình nitrat hóa và khử nitrat bằng màng sinh học có thể
thực hiện trong một bể với nhiều cách tương tự như cách xuất hiện bùn hoạt tính. Nồng độ DO,
tỉ lệ tách rời các màng sinh học và tải bề mặt của BOD là thông số thiết kế quan trọng. Nghiên
cứu và phát triển trong tương lai là cần thiết để xac1 định phạm vi đáng tin cậy cho các tham số
thiết kế.
Tiền khử nitrate màng sinh học có thể thực hiện được. Hình 10.4 mô tả bể màng sinh học
thiếu khí trước một bể màng sinh học hiếu khí, và dòng thải hiếu khí được tuần hoàn để cung
cấp NO3_ cho bể màng sinh học kị khí. Tiền khử nitrate màng sinh học, hai cộng đồng vi khuẩn
khác biệt phát triển. Vì thế nó không phải là bùn bậc một, mặc dù nó đạt được tất cả mục đích
của quá tình bùn bậc một. Bởi vì sinh khối không di chuyển với nước, hệ thống màng sinh học
thể hiện ở hình 10.4 không khai thác sinh lưu giữ và phân hủy sinh khối. Nếu sự khử nitrat là
cần thiết , quá trình bậc ba nên đưa vào trong hình 10.4. Lần lượt, giai đoạn thứ ba có thể được
hoạt động lưu giữ và phân hủy sinh khối nếu nó hoạt động trong trình tự với giai đoạn 2. Nên
tăng sinh khối và dự trữ OD trong suốt giai đoạn hiếu khí, trong khi nó hoạt động khử nitrat nội
sinh khi kị khí.
Mỗi bể màng sinh học có thể thiết kế nguyên lý sử dụng quá trình bể màng sinh học. Bể
hiếu khí là một ví dụ mà trong đó quá trình nitrat hóa và oxy hóa BOD hiếu khí phải cùng tồn
tại. Bể thiếu khí thông thường có BOD dư đáng kể, trong khi nồng độ NO3_N có thể rất nhỏ. Vì
thế, tỉ lệ giới hạn cơ chất có thể có ở NO3-, chứ không phải BOD. Nghiên cứu chuyên sâu là cần
thiết trước khi chúng ta biết Tầm quan trọng của giới hạn NO3- trong bể sinh học thiếu khí.
QUÁ TRÌNH ANAMMOX
Anoxic biofilm
reactor
denitrification
Aerobic
biofilm reactor
Nitrification
and aerobic
BOD
oxidation
influent effluent
High effluent recycle to turn
Gần đây, một vi khuẩn lạ trong nhóm sinh vật bám đáy đã được phát hiện với khả năng oxy hóa
kỵ khí NH4+-N thành N2 (Strous, Kuenen, và Jetten, 1999; Strous et al.,1999). Chủng này được
gọi là vi khuẩn ANAMMOX, viết tắt của Anaerobic AMMonium Oxidation.
Vi khuẩn ANAMMOX dùng ammonium như chất cho điện tử và nitrate như chất nhận điển tử.
Phương trình năng lượng như sau:
NH4+ + NO2
- = N2 + 2 H2O
Các tế bào tự dưỡng, cacbon vô cơ được chuyển thành cacbon cấu tạo tế bào thông qua quá
trình oxy hóa nitrite thành nitrate. Nitrite cũng được xem như nguồn cung cấp nito:
5 CO2 + 14 NO2- + 3 H2O + H
+ = C5H7O2N + 13 NO3
-
Sản phẩm sinh ra và tốc độ tăng trưởng đặc trưng của quá trình ANAMMOX là không cao, chỉ
khoảng 0,14g VSSa/gNH4+-N và tương đương 0,065/d (Strous, Heifnen, Kuenen, Jetten, 1998).
Điều này cho chúng ta hệ số cân bằng là:
NH4+ + 1,26 NO2
- + 0,085 CO2 + 0,02 H
+ = N2 + 0,01 C5H7O2N + 0,24 NO3
+ + 1,95 H2O
Sự phát hiện ra ANAMMOX là một phát hiện mang tính đột phá trong kỹ thuật sinh học môi
trường. Tuy nhiên, sự quan trọng của ANAMMOX trong kỹ thuật sinh học môi trường vẫn chưa
được biết đến. Điều kiện tích lũy tối ưu của quá trình gồm thời gian lưu đặc biệt (SRT rất dài),
hoạt động bền vững, sự có mặt của nitrite, thiếu oxy, thiếu nguồn cấp – đó có thể là nguyên
nhân của sự giảm nitrite thông qua phản nitrate.
III. Kết Luận
Trong các phương pháp xử lý nitơ, thì xử lý nitơ bằng phương pháp sinh học cho hiệu suất khử
nitơ cao từ 70-95% lượng nitơ trong nước thải. Quá trình xử lý ổn định, đáng tin cậy. Các công
trình sử dụng cũng dễ vận hành và quản lý, diện tích đất yêu cầu nhỏ, chi phí đầu tư hợp lý
Bên cạnh quá trình khử nitơ bằng phương pháp thông thường là nitrat hóa và phản nitrat thì quá
trình Anammox (Anaerobic Ammonia Oxidation) cho hiệu suất xử lý cao hơn với nhiều ưu
điểm nổi trội nhất là giảm được lượng bùn xử lý và lượng oxi cung cấp cho quá trình xử lý.
Với những tác hại do nitơ trong nước thải đem đến cho sức khỏe con người và cho môi trường,
việc tìm ra các biện pháp xử lý cho hiệu quả cao, ít tốn kém đồng thời đảm bảo sự phát triển bền
vững, dùng chính những yếu tố sinh thái trong tự nhiên để xử lý là vô cùng cần thiết. Chúng ta
cần nghiên cứu để phát triển và hoàn thiện hơn nữa các quá trình xử lý này, đảm bảo sự ổn đinh
của môi trường sống.
Recommended
