Đề tài Nghiên cứu xử lý amoni bằng phương pháp sinh học sử dụng các vi khuẩn tự dưỡng

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN KHOA HÓA HỌC --------&--------- KHÓA LUẬN TỐT NGHIỆP HỆ ĐẠI HỌC CHÍNH QUY Hà Nội, năm 2010 ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN ™{˜ NGHIÊN CỨU XỬ LÝ AMONIBẰNG PHƯƠNG PHÁP SINH HỌCSỬ DỤNG CÁC VI KHUẨN TỰ DƯỠNG KHOÁ LUẬN TỐT NGHIỆP ĐẠI HỌC CHÍNH QUY Ngành : Công nghệ hoá học Giáo viên hướng dẫn: PGS.TS Trịnh Lê Hùng Sinh viên : HÀ NỘI – 2010 Lời cảm ơn Với lòng biết ơn sâu sắc, em xin chân thành cảm ơn Thầy giáo PGS.TS Trịnh Lê Hùng, người đã giao đề tài và tận tình hướng dẫn, giúp đỡ em trong suốt quá trình thực hiện bản khoá luận này. Em xin chân thành cảm ơn các thầy, các cô và các bạn trong phòng hóa sinh và phòng hóa môi trường thuộc Bộ môn công nghệ hóa học, khoa hoá học trường Đại Học Khoa Học Tự Nhiên đã tạo điều kiện giúp đỡ em trong suốt thời gian học tập và làm khoá luận. Tôi xin chân thành cảm ơn các bạn trong lớp k51B – Công nghệ hoá học đã nhiệt tình giúp đỡ tôi trong suốt quá trình học tập. Xin chân thành cảm ơn! Hà Nội, tháng 6 năm 2010 Sinh viên DANH MỤC BẢNG Bảng 1: Kết quả xây dụng đường chuẩn của Amoni 30 Bảng 2: Kết quả xây dựng đường chuẩn của Nitrit 32 Bảng 3: Kết quả xây dựng đường chuẩn của nitrate 34 Bảng 4: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại nồng độ 50 mgN-NH4+/L, pH=8, 25oC, t =12h 36 Bảng 5: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại nồng độ 75 mgN-NH4+/L, pH=8, 25oC, t =12h 36 Bảng 6: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại nồng độ 100 mgN-NH4+/L, pH=8, 25oC, t =12h 36 Bảng 7: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại 16oC, 100 mgN-NH4+/L, t =12h, pH=8 39 Bảng 8: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại 19oC, 100 mgN-NH4+/L, t =12h, pH-8 39 Bảng 9: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại 21oC, 100 mgN-NH4+/L, t =12h, pH=8 40 Bảng 10: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại 25oC, 100 mgN-NH4+/L, t =12h, pH=8 40 Bảng 11: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại t = 48 h, 18oC-23oC, 50 mgN-NH4+/L, pH=8 43 Bảng 12: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại t = 24 h, 18oC-23oC, 50 mgN-NH4+/L, pH=8 43 Bảng 13: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại t = 12 h, 18oC-23oC, 50 mgN-NH4+/L, pH=8 43 Bảng 14: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại t = 8 h, 18oC-23oC, 50 mgN-NH4+/L, pH=8 44 Bảng 15: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại t = 5 h, 18oC-23oC, 50 mgN-NH4+/L, pH=8 44 Bảng 16: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại t = 3,2 h, 18oC-23oC, 50 mgN-NH4+/L, pH=8 45 Bảng 17: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại t = 2,12 h, 18oC-23oC, 50 mgN/L, pH=8 45 DANH MỤC HÌNH Hình 1: Vi khuẩn NitrosomonasII (Yuichi Suwa) và: Vi khuẩn Nitrobacter 7 Hình 2: Vi khuẩn Bacillus 9 Hình 3: Cơ chế sinh hoá giả thiết của phản ứng Anammox 15 Hình 4: Vi khuẩn Anammox Candidatus Brocadia (John Fuerst/Rick Webb) [6] 16 Hình 5: Quá trình xử lí kết hợp Sharon/anammox [9] 20 Hình 6: Vòng tuần hoàn sinh học của Nitơ, các chất trung gian, các sản phẩm của các quá trình quan trọng như cố định Nitơ, Nitrat hoá, Đề nitrat hoá và Anammox (M. Strous) [9] 23 Hình 7: Mô hình Sharon/Anammox thực nghiệm 26 Hình 8a: Hình ảnh vật liệu mang khi chưa có vi sinh vật (SEM) 8a Hình 8b: Hình ảnh vi sinh vật phát triển trên vật liệu mang (SEM) 8b Hình 9: Phương trình đường chuẩn Amoni 29 Hình 10: Phương trình đường chuẩn Nitrit 31 Hình 11: Phương trình đường chuẩn Nitrat 31 Hình 12: Đầu vào/70L/p, pH=8, t=12h, 25oC 37 Hình 13: HK 70L/p, pH=8, t=12h, 25oC 37 Hình 14: TT 70L/p, pH=8, t=12h, 25oC 37 Hình 15: YK 1 70L/p, pH=8, t=12h, 25oC 37 Hình 16: YK 2 70L/p, pH=8, t=12h, 25oC 37 Hình 17: Vào 70L/p, pH=8, t=12h, 100 mgN-NH4+/L 41 Hình 18: HK 70L/p, pH=8, t=12h, 100 mgN-NH4+/L 41 Hình 19: TT 70L/p, pH=8, t=12h, 100 mgN-NH4+/L 41 Hình 20: YK1 70L/p, pH=8, t=12h, 100 mgN-NH4+/L 41 Hình 21: YK2 70L/p, pH=8, 18-23oC, 50 mgN-NH4+/L 44 Hình 22: Vào 70L/p, pH=8, 18-23oC, 50 mgN-NH4+/L 46 Hình 23: HK 70L/p, pH=8, 18-23oC, 50 mgN-NH4+/L 46 Hình 24: TT 70L/p, pH=8, 18-23oC, 50 mgN-NH4+/L 46 Hình 25: YK1 70L/p, pH=8, 18-23oC, 50 mgN-NH4+/L 46 Hình 26: YK2 70L/p, pH=8, 18-23oC, 50 mgN-NH4+/L 46 Phần 1. TỔNG QUAN 1.1. Hiện trạng ô nhiễm và sự cần thiết phải xử lí các hợp chất Nitơ trong nước 1.1.1. Tiêu chuẩn về nồng độ các hợp chất của nitơ trong nước của thế giới và Việt Nam 1.1.1.1. Thế giới Tiêu chuẩn của EPA ( U.S Enviromental protection Agency-cơ quan bảo vệ môi trường Hoa Kỳ) đối với NO2- trong nước cấp uống trực tiếp không vượt quá 1mg/l . Theo tiêu chuẩn Châu Âu, trong nước cấp uống trực tiếp NH4+ không vượt quá 0,5mg/l. Theo tiêu chuẩn của WHO và EPA đối với nước cấp uống trực tiếp hàm lượng NO3- không vượt quá 10mg/l. 1.1.1.2. Việt Nam Theo “tiêu chuẩn vệ sinh nước ăn uống” ban hành kèm theo quyết định số 1329/2002/BYT- QĐ của bộ Y tế, nồng độ cho phép của các hợp chất như sau: Hàm lượng Amoniac tính theo Amoni : 1,5 mg/l Hàm lượng Nitrit tính theo Nitrit: 0,02 mg/l Hàm lượng Nitrat tính theo Nitrat: 50 mg/l [2] 1.1.2. Hiện trạng ô nhiễm các hợp chất nitơ trong nước Có thể đánh giá mức độ ô nhiễm bằng cách so sánh nồng độ các hợp chất Nitơ trong nước thải hoặc nước ngầm với tiêu chuẩn trên. Theo khảo sát của các nhà khoa học, phần lớn nước ngầm ở vùng đồng bằng bắc bộ như Hà Nội, Hà Tây, Ninh Bình, Hải Dương… đều bị nhiễm bẩn Amoni (NH4+) rất nặng vượt tiêu chuẩn nhiều lần. Tại Hà Nội, Hà Tây,Hà Nam, Nam Định, Ninh Bình, Hải Dương,Hưng Yên, Thái bình, xác suất các nguồn nước ngầm nhiễm Amoni ở nồng độ cao hơn tiêu chuẩn là khoảng 70-80%. Ngoài amoni, không ít nguồn còn chứa khá nhiều chất hữu cơ. Như vậy, tình trạng nhiễm bẩn Amoni và hợp chất hữu cơ trong nước ngầm ở Đồng bằng Bắc Bộ đã đến mức báo động [8]. Kết quả khảo sát mới đây của Liên đoàn địa chất thủy văn - địa chất công trình miền Bắc cho thấy, hàm lượng Amoni, Nitrat, Nitrit, … trong nước ngầm ở Hà Nội đã vượt nhiều lần chỉ tiêu cho phép, ảnh hưởng lớn đến sức khỏe con người. Theo tiêu chuẩn vệ sinh nước uống dựa trên Quyết định 1329 của Bộ Y tế, nước sinh hoạt đạt chuẩn ở mức hàm lượng Amoni: 1,5mg/l. trên thực tế, kết quả phân tích các mẫu nước đều vượt quá chỉ tiêu cho phép, nhiều nơi cao hơn từ 20 đến 30 lần. Tầng nước ngầm trên (cách mặt đất từ 25m đến 40m) – nơi người dân khai thác bằng cách đào giếng khoan đã ô nhiễm nặng ở nhiều nơi. Điển hình là xã Pháp Vân có hàm lượng Amoni là 31,6 mg/l. Phường Tương Mai có hàm lượng Amoni là 13,5 mg/l. các phường Trung Hòa, xã Tây Mỗ, xã Trung Văn,… đều có hiện trạng tương tự [8]. Nguy hại hơn, mức ô nhiễm đang tăng dần theo thời gian, xã Yên Sở trong năm 2002 kết quả đo đạc cho thấy hàm lượng Amoni là 37,2 mg/l hiện nay đã tăng lên 45,2 mg/l, phường Bách Khoa mức nhiễm từ 9,4 mg/l, nay tăng lên 14,7mg/l. Có nơi chưa từng bị nhiễm amoni song nay cũng đã vượt tiêu chuẩn cho phép như Long Biên, Tây Mỗ, Đông Ngạc,…hiện bản đồ nguồn nước nhiễm bẩn đã lan rộng trên toàn thành phố. Theo kết quả nghiên cứu của nhiều đề tài đã và đang thực hiện, hàm lượng Amoni trong nước của tầng Qa dao động từ vết đến 30 mg/l. Hầu hết, các khu vực đều nhiễm amôni, trong đó có các khu vực nhiễm nặng như: Pháp Vân, Định Công, Hạ Đinh, Kim Giang, Tương Mai, Bạch Mai, Bách Khoa, Kim Liên, Quỳnh Mai. Một số khu vực nhiễm nhẹ như Lương Yên, Yên Phụ, Ngô Sĩ Liên, Đồn Thủy. Ngoài ra, một số khu vực cũng đã có dấu hiệu nhiễm như Ngọc Hà, Mai Dịch. Nhìn chung, các khu vực bị nhiễm nặng amoni tập trung nhiều hơn ở khu vực phía Nam thành phố và khu Trung tâm. Cao nhất là khu vực Pháp Vân, Định Công (~ 20 mg/l), sau đó là khu vực Hạ Đình (~12mg/l), Tương Mai (~10mg/l) [2]. Tầng nước ngầm dưới (cách mặt đất từ 45m đến 60m) là nguồn cung cấp cho các nhà máy cũng bị nhiễm bẩn. Đề tài “ nghiên cứu xử lí nước ngầm nhiễm bẩn Amoni “ do sở giao thong công chính Hà Nội vừa nghiệm thu cho thấy: “do cấu trúc địa chất , nước ngầm nhà máy nước Pháp Vân, Hạ Đình, Tương Mai có hàm lượng sắt và Amoni (NH4) vượt quá tiêu chuẩn cho phép khá nhiều. Tại nhà máy Tương Mai: Hàm lượng NH4 là 6 – 12, có khi 18 mg/l; Hạ Đình: 12 -20, có khi 25 mg/l; Pháp Vân: 15 – 30, có khi 40 mg/l [2, 3]. 1.1.3. Tác hại của các hợp chất chứa Nitơ đối với cơ thể con người Các hợp chất chứa Nitơ có thể tồn tại dưới dạng các hợp chất hữu cơ, Nitrit, Nitrat và Amoni. Amoni thực ra không quá độc đối với cơ thể con người. Ở trong nước ngầm Amoni không thể chuyển hóa được do thiếu oxi. Nhưng khi khai thác lên, vi sinh vật trong nước nhờ oxi trong không khí chuyển Amoni thành các nitrit (NO2-), nitrat (NO3-) tích tụ trong nước ăn. Các hợp chất chứa Nitơ trong nước có thể gây nên một số bệnh nguy hiểm cho cơ thể người sử dụng nước. Trong những thập niên gần đây, nồng độ NO3- trong nước uống tăng lên đáng kể. Nguyên nhân là do sự sử dụng phân đạm vô cơ tăng, gây rò rỉ NO3- xuống nước ngầm. Hàm lượng NO3- trong nước uống tăng gây ra nguy cơ về sức khỏe đối với cộng đồng. Bản thân NO3- không gây rủi ro cho sức khỏe, tuy nhiên NO3- chuyển thành NO2- do men khử nitrat và gây độc. NO2- ảnh hưởng đến sức khỏe với hai khả năng sau: chứng máu Methaemoglobin và ung thư tiềm tàng [4]. *Chứng máu Methaemo-globinaemia (hội chứng xanh xao trẻ em) Trẻ nhỏ khoảng một tuổi dễ mẫn cảm với sự tồn lưu huyết cầu tế bào thai và trong dạ dày không có đủ độ chua để hạn chế sự chuyển hóa NO3- thành NO2-, NO2- hình thành ở dạ dày, truyền qua đường máu, phản ứng với huyết sắc tố mang O2, oxi hóa sắt để tạo thành huyết Methaemoglobin làm giảm khả năng mang oxi của máu, có khả năng gây tử vong do “ngột ngạt hóa chất”. Ở những quốc gia có nồng độ NO3- cao phải cấp nước chai có nồng độ NO3- thấp cho các bà mẹ đang cho con bú và cho trẻ em được nuôi bằng sữa bình. *Ung thư tiềm tàng Đối với người lớn, NO2- kết hợp với các amino axit trong thực phẩm làm thành một họ chất Nitrosamin. Nitrosamin có thế gây tổn thương di truyền tế bào – nguyên nhân gây bệnh ung thư. Những thí nghiệm cho NO2- vào thức ăn, nước uống của chuột thỏ,… với hàm lượng vượt ngưỡng cho phép thì sau một thời gian thấy những khối u sinh ra trong gan, phổi, vòm họng của chúng. Ngoài ra, Amoni có mặt trong nước ngầm làm giảm hiệu quả của khâu khử trùng bằng clo, do nó phản ứng với clo để tạo thành các cloramin, có tác dụng sát khuẩn yếu hơn nhiều so với clo (khoảng 1000 lần). Ngoài ra, nó còn giảm khả năng xử lý sắt, mangan bằng công nghệ truyền thống. Amoni là nguồn dinh dưỡng, tạo điều kiện cho các vi sinh vật nước, kể cả tảo, phát triển nhanh, làm ảnh hưởng đến chất lượng nước thương phẩm, đặc biệt là độ trong, mùi, vị, nhiễm khuẩn [6]. 1.1.4. Nguyên nhân Ô nhiễm nước bởi các hợp chất chứa nitơ có thể là do quá trình thấm xuyên nước mặt xuống các tầng phía dưới qua các cửa sổ địa chất thủy văn. Các chất ô nhiễm như các hợp chất nitơ sẽ từ nước mặt thấm xuống nước dưới đất. Đó là nguyên nhân gây ô nhiễm nước ngầm. Như vậy nếu nguồn nước mặt bị ô nhiễm thì dẫn đến nguồn nước ngầm cũng bị ô nhiễm. Ngoài ra quá trình lắng đọng giữ lại cũng như hàng loạt các hợp chất chứa nitơ từ các quá trình tự nhiên (amonaxit, amid, hợp chất nitơ dị vòng…) cũng là nguyên nhân gây ô nhiễm nước bởi các hợp chất nitơ. Ở môi trường pH từ 6 - 8 nitơ nằm chủ yếu dưới dạng NH4+. Amoni có thể xuất hiện trong nước ngầm từ nước thải sinh hoạt, bãi chôn lấp phế thải, nghĩa trang… do kết quả của quá trình Amon hóa - phân hủy các hợp chất chứa nitơ như đạm, nước tiểu và axit nucleic… bởi vi sinh vật hay do việc sử dụng phân bón, thuốc trừ sâu có chứa nitơ trong nông nghiệp. Sự có mặt các ion NH4+ cùng với NO3- chứng tỏ nước ngầm bị ô nhiễm bởi nước thải sinh hoạt mới xâm nhập [2]. 1.1.5. Nguồn gây ô nhiễm amoni 1.1.5.1. Nguồn gốc gây ô nhiễm trong tự nhiên Nitơ từ đất, nước, không khí vào các cơ thể sinh vật qua nhiều dạng biến đổi sinh học, hóa học phức tạp rồi lại quay trở về đất, nước, không khí tạo thành một vòng khép kín gọi là chu trình Nitơ. Trong đất, nitơ chủ yếu tồn tại ở dạng hợp chất nitơ hữu cơ. Lượng này càng được tăng lên do sự phân hủy xác động thực vật, chất thải động vật. Hầu hết thực vật không thể trực tiếp sử dụng dạng nitơ hữu cơ này mà phải nhờ vi khuẩn trong đất chuyển hóa chúng thành những dạng vô cơ mà thực vật có thể hấp thụ được. Khi được rễ cây hấp thụ qua các quá trình biến đổi hóa học, chúng sẽ tạo thành enzim, protein, clorophin… nhờ đó thực vật lớn lên và phát triển. Con người và động vật ăn thực vật sau đó thải cặn bã vào đất cung cấp trở lại nguồn nitơ cho thực vật. Một số loài thực vật có nốt sần như: cây họ đậu, cỏ ba lá, cây đinh lăng,… có thể chuyển hóa nitơ trong khí quyển thành dạng nitơ sử dụng được cho cây. Nitơ đã tạo được một chu trình kín trong tự nhiên. 1.1.5.2. Nguồn gốc gây ô nhiễm do con người Ngoài quá trình hình thành theo con đường tư nhiên, lượng ion NO3-, NO2-, NH4+ trong chu trình còn được tăng lên do các nhà máy sản xuất phân đạm, chất thải khu đô thị có hàm lượng nitơ cao. Nguồn ô nhiễm nitơ trong nước bề mặt có thể từ nhiều nguồn khác nhau: công nghiệp, nông nghiệp, sinh hoạt đời sống,… Các ngành công nghiệp sử dụng nitrat trong sản xuất là nguồn chủ yếu gây ô nhiễm nguồn nước. Nitrat được thải qua nước thải hoặc rác thải. Trong hệ thống ống khói còn chứa nhiều oxit nitơ thải vào khí quyển, gặp mưa và một số quá trình biến đổi hóa học khác, chúng rơi xuống đất dưới dạng HNO3, HNO2. Do đó hàm lượng của các ion này trong nước tăng lên. Nông nghiệp hiện đại là nguồn gây ô nhiễm lớn cho nước. Việc sử dụng phân bón hóa học chứa nitơ với số lượng lớn, thành phần không hợp lý, sử dụng bừa bãi thuốc trừ sâu, diệt cỏ,… thông qua quá trình rửa trôi, thấm, lọc, lượng nitrat hóa, amoni trong nước bề mặt và nước ngầm ngày càng lớn. Trong nước thải sinh hoạt cũng có chứa một hàm lượng nitơ nhất định. Việc nước thải sinh hoạt không được xử lý chảy vào hệ thống các con sông trong thành phố cũng là một trong các nguồn gốc gây ô nhiễm nước [7]. 1.2. Khái quát chung về một số phương pháp tách loại amoni Amoni là một thành phần rất hay gặp trong nước thải. Các dòng thải chứa Nitơ có thể gây độc đối với môi trường nước, gây ra hiện tượng giảm nồng độ oxi trong nước, hiện tượng phú dưỡng và ảnh hưởng đến khả năng loại bỏ Clo. Vì vậy loại bỏ nitơ trong các nguồn nước thải là cần thiết. Các hợp chất của nitơ có thể được loại bỏ từ nước thải bởi các quá trình sinh học hay các quá trình kết hợp giữa hóa lý và vật lý. Phương pháp sinh học là kinh tế và hiệu quả do giá thành vận hành thấp và quá trình thực hiện là thuận lợi hơn so với các phương pháp vật lý và hóa học. Nên quá trình loại bỏ nitơ theo phương pháp sinh học thường được ứng dụng rộng rãi hơn các phương pháp vật lý và hóa học [22]. Quá trình loại bỏ nitơ theo phương pháp sinh học thông thường diễn ra chậm do số lượng và hoạt tính của vi sinh vật thấp. Quá trình này thường chỉ thực hiện với các nguồn nước thải có chứa hàm lượng amoni thấp. Trong vài năm gần đây, đã có vài qúa trình loại bỏ nitơ theo phương pháp sinh học có hiệu quả và kinh tế đã được phát triển như: nitrat bán phần (quá trình Sharon), quá trình Anammox, kết hợp Sharon/ Anammox, quá trình Canon, oxi hóa amoni yếm khí, và hệ thống kết hợp giữa các quá trình này. Có rất nhiều phương pháp xử lý amoni trong nước ngầm đã được các nước trên thế giới thử nghiệm và đưa vào áp dụng như: làm thoáng để khử NH3 ở môi trường pH cao (pH = 10 - 11); clo hóa với nồng độ cao hơn điểm đột biến trên đường cong hấp thụ clo trong nước, tạo cloramin; trao đổi ion NH4+ và NO3- bằng các vật liệu trao đổi Cation/Anion, như Klynoptilolyle hay Sepiolite; Nitrat hóa bằng phương pháp sinh học; Nitrat hóa kết hợp với khử nitrat; công nghệ anammox, Sharon/anammox; Phương pháp điện hóa, điện thẩm tách, điện thẩm tách đảo chiều vv…[2] 1.3. Phương pháp sinh học xử lý amoni 1.3.1. Phương pháp sinh học truyền thống xử lý amoni Quá trình nitrat hóa đóng vai trò quan trọng trong hệ sinh thái trên Trái Đất, đặc biệt là với chu trình của nitơ. Đây là phương pháp truyền thống để xử lý Amoni, là quá trình chuyển hóa sinh hóa các hợp chất hữu cơ của nitơ có tính khử thành các hợp chất vô cơ có tính oxi hóa. Amoni được loại bỏ qua 2 giai đoạn: giai đoạn nitrat hóa và đề nitrat hóa. 1.3.1.1. Quá trình nitrat hóa *Vi khuẩn nitrat hóa: Các loại sinh vật tham gia vào quá trình Nitrat hóa gồm Nitrosomonas và Nitrobacter. Các vi sinh vật này là loại tự dưỡng bởi vì chúng tiếp nhận năng lượng cho sự sinh trưởng và tổng hợp tế bào từ sự oxi hóa các hợp chất vô cơ hoặc CO2 hơn là từ các hợp chất hữu cơ. Cả hai loại vi sinh vật này đều có yêu cầu về môi trường riêng biệt cho sự sinh trưởng như pH, nhiệt độ, oxi hòa tan. Thêm vào đó, chúng tái sinh chậm hơn nhiều so với vi sinh vật dị dưỡng. Nhiều loại kim loại nặng hoặc các hợp chất hữu cơ có thể ức chế sự phát triển của vi sinh vật Nitrat hóa. Nitrosomonas chỉ có thể oxi hóa Amoni thành Nitrit cũng như Nitrobacter chỉ oxi hóa Nitrit thành Nitrat. Hình 1: Vi khuẩn NitrosomonasII (Yuichi Suwa) và: Vi khuẩn Nitrobacter * Điều kiện tối ưu cho sự phát triển của 2 loại vi khuẩn trên: - Nhiệt độ: Khoảng nhiệt độ từ 25 – 30oC là thích hợp cho việc Nitrat hóa, trong đó tại nhiệt độ xung quanh 30oC tốc độ Nitrat hóa là cao nhất [13]. - pH: Thông thường, sự chuyển hóa của amoni thành Nitrat thông qua nitrit bởi vi sinh vật nitrat hóa tự dưỡng được coi là xảy ra trong môi trường pH từ trung tính đến kiềm, trong khi quá trình nitrat hóa ở pH axit được coi như kết quả do hoạt động của vi sinh vật dị dưỡng. Kết luận này thu được từ sự quan sát tốc độ phát triển của vi khuẩn nitrat hóa trong hệ thống gián đoạn, người ta thấy rằng pH tối ưu cho Nitrosomonas và Nitrobacter tương ứng nằm trong khoảng 7,5 – 9,0 và 7,0 – 9,3. Sự oxi hóa nitrit bị giảm tại pH kiềm do sự ức chế cạnh tranh giữa NO2- và OH-. Sự oxi hóa nitrit bị giảm tại pH thấp, phụ thuộc vào sự tạo thành axit nitric tự do. * Phương trình tỷ lượng: Sự oxi hóa của NH4+ và NO3- xảy ra theo 2 bước như sau: - Bước 1: Amoni được oxi hóa thành nitrit NH4+ + 3/2O2 Nitrosomonas NO2- + 2H+ + H2O Vi khuẩn thực hiện quá trình này ở thủy vực nước ngọt có tên là Nitrosomonas europara và trong thủy vực nước lợ có tên là Nitrosococcus. - Bước 2: Oxi hóa NO2- thành NO3- NO2- + 1/2 O2 nitrobacter NO3- Phương trình tổng cộng có thể viết như sau: NH4+ + 2O2 → NO3- +2H+ +H2O (1) Để cho phản ứng xảy ra hoàn toàn muốn oxi hóa 1g NH4+ cần 4.57 g O2. Phản ứng tạo sinh khối cũng xảy ra đồng thời với quá trình Nitrat hóa theo phương trình: NH4+ + HCO3- + 4CO2 + H2O → C5 H7 O2N + 5O2 (2) Trong đó C5H7O2N là công thức tượng trưng cho tế bào vi khuẩn Kết hợp (1) và (2), phương trình tổng cộng của quá trình oxi hóa và tạo sinh khối là: 22NH4+ + 37O2 + HCO3- + 4CO2 →C5H7O2N + 21NO3- + 20H2O + 42H+ Từ phương trình trên ta thấy rằng tính kiềm sẽ giảm dần trong suốt quá trình Nitrat hóa [ 20]. *Hiệu quả của quá trình nitrat hóa: Vận tốc quá trình nitrat hóa phụ thuộc vào tuổi thọ bùn (màng vi sinh vật), nhiệt độ, pH của môi trường, nồng độ vi sinh vật hàm lượng Amoni, oxi hòa tan, vật liệu lọc,…ở nhiệt độ cao thì quá trình diễn ra thuận lợi hơn. Quá trình nitrat hóa diễn ra có hiệu quả khi hàm lượng oxi hòa tan lớn hơn 4mg/l. Với hàm lượng oxi hòa tan 2mg/l, hiệu suất của quá trình giảm đi 50%. Các vi khuẩn nitrat hóa có khả năng kết tụ thấp, do vậy việc lựa chọn vật liệu lọc nơi các màng vi sinh vật bám dính cũng có ảnh hưởng quan trọng tới hiệu suất làm sạch và sự tương quan sản phẩm của phản ứng sinh hóa [6]. 1.3.1.2. Quá trình đề nitrat hóa Đề nitrat hóa là quá trình trong đó một số loài vi khuẩn nhất định trong điều kiện kỵ khí khử NO3- thành sản phẩm khí như N2, NO, N2O là những chất có ảnh hưởng không đáng kể tới môi trường [20]. * Vi khuẩn đề nitrat hóa: Không giống như vi khuẩn nitrat hóa tự dưỡng trong giai đoạn nitrat hóa, vi khuẩn đề nitrat hóa là vi khuẩn dị dưỡng. Các loại phổ biến là Bacillus. Micrococcus, Pseudomonas, Achromobacter. Hình 2: Vi khuẩn Bacillus Trong môi trường kị khí, các vi khuẩn này sử dụng NO3- hay NO2- là chất nhận điện tử cuối cùng và sử dụng các hợp chất hữu cơ để tạo năng lượng. Các chất hữu cơ bao gồm Methanol, Axetat, Glucozo, Etanol và một số hợp chất khác, Metanol (CH3OH) không đắt, vì vậy nó thường được sử dụng rộng rãi hơn cả. *Phương trình tỉ lượng: Đề nitrat hóa là quá trình gồm hai bước, sử dụng Metanol là chất cho điện tử có thể được biểu diễn theo phương trình sau: CH3OH + 3NO3- → 3NO2- + CO2 + 2H2O CH3OH + 2NO2- → CO2 + N2 + H2O +2OH- Phương trình tổng cộng: 5CH3OH + 6NO3- → 5CO2 + 3N2 +7H2O + 6OH- Bởi vì sự tổng hợp tế bào xảy ra đồng thời với sự khử nitrat nên phương trình tổng hợp bao gồm cả hai quá trình trên được viết lại như sau: 58NO3- + 80CH3OH + 98H+ → 30CO2 + 24N2 +10C5H7O2N + 174H2O Nếu trong nước có oxi hòa tan, sẽ làm giảm hiệu suất của quá trình khử nitrat hóa, do các vi khuẩn sẽ sử dụng O2 thay cho NO3- hay NO2- như chất nhận điện tử từ phản ứng khử Nitrat, bằng cách bổ sung thêm một lượng Methanol vào nước: 3O2 + 2CH3OH → 2CO2 + 4H2O 1.3.2. Qúa trình Sharon 1.3.2.1. Định nghĩa Quá trình Sharon (Single reactor system for High Ammonium Removal Over Nitrite) là một quá trình mới trong quá trình nitrat hoá. Quá trình này liên quan đến quá trình nitrat hoá bán phần amoni thành nitrit và điều kiện này góp phần làm giảm chi phí cho quá trình hiếu khí. Quá trình Sharon rất lý tưởng cho việc loại bỏ nitơ từ dòng nước thải có nồng độ amoni cao (>0,5 g N/l). Và đã đạt được những thành công bước đầu trong quá trình nitrat hoá/đề nitrat hoá với nitrit đóng vai trò là chất trung gian dưới những điều kiện ổn định. Quá trình Sharon được thực hiện mà không có bất kỳ sự lưu giữ sinh khối nào. Điều này có nghĩa là tuổi của bùn (SRT) cân bằng với thời gian lưu thuỷ lực (HRT). Trong nhiều hệ thống nồng độ đầu ra chỉ phụ thuộc vào tốc độ sinh trưởng (1/SRT) của vi khuẩn liên quan mà không phụ thuộc vào nồng độ đầu vào. Trong quá trình Sharon luôn tiến hành ở nhiệt độ 25oC sẽ diễn ra sự sinh trưởng nhanh chóng của các vi khuẩn oxi hoá amoni chọn lọc. Tuy nhiên các sinh vật này có ái lực thấp với amoni (hằng số ái lực này là 20 – 40 mgN-NH4+/l). Điều này sẽ đưa đến trong thực tế là các dòng ra của quá trình Sharon sẽ có nồng độ amoni khá cao (50-100 mgN–NH4+/l). Vì vậy quá trình Sharon thường thích hợp để xử lý nước thải có nồng độ amoni cao (>500 mgN-NH4+/l) [22]. Để đạt được quá trình nitrat bán phần ổn định, các thông số có thể thay đổi trong quá trình tiến hành như nhiệt độ, pH, HRT, nồng độ chất nền, DO cần điều khiển trong quá trình phản ứng. Nhưng có một số hạn chế là việc điều khiển các thông số này có thể gặp khó khăn trong quá trình tiến hành với các thiết bị lớn. 1.3.2.2. Các nhân tố ảnh hưởng tới quá trình Sharon Trong quá trình Sharon amoni được chuyển thành nitrit bởi vi khuẩn oxi hóa amoni sẽ phát triển nhanh trong thiết bị phản ứng không có sự lưu giữ bùn, dưới điều kiện hiếu khí, ở nhiệt độ khá cao (khoảng 35oC) và pH >7, tối ưu là khoảng pH xung quanh 8 [10]. Nhiệt độ cao ở khoảng 35oC sẽ là tốt nhất cho quá trình Sharon vì ở khoảng nhiệt độ này sẽ ưu tiên cho sự phát triển của vi khuẩn oxi hóa amoni hơn là vi khuẩn oxi hóa nitrit [10]. Quá trình Sharon nếu hoạt động ở mức độ DO thấp trong khoảng từ 0,7 tới 1,4 mg l-1 cũng có thể ngăn chặn hiệu quả hoạt tính của NOB. Nên việc điều khiển mức độ DO cũng có thể được coi là quan trọng nhất, vì vậy đây cũng là một nhân tố chìa khóa của quá trình nitrat hóa bán phần. Cả hệ thống hiếu khí và các mô hình hiếu khí đều có ảnh hưởng quan trọng đến quá trình nitrat bán phần. Trong hệ thống hiếu khí truyền thống thường gặp phải một vài vấn đề trong việc điều khiển mức độ DO ở điều kiện mong muốn. Bên cạnh nồng độ oxi hòa tan, nhiệt độ, và thời gian lưu thủy lực, pH cũng là một thông số quan trọng. Trong quá trình Sharon pH được giữ trên 7 là cần thiết để làm cho AOB chiếm ưu thế so với NOB [10]. Mục đích của quá trình Sharon là đạt được sự oxi hóa một nửa amoni thành nitrit để phục vụ cho quá trình anammox tiếp theo nên tỉ lệ giữa amoni/nitrit ở đầu ra của quá trình Sharon sẽ đóng vai trò là một nhân tố chìa khóa cho quá trình kết hợp Sharon/anammox. Tỉ lệ này có thể dễ dàng bị ảnh hưởng bởi sự thay đổi pH trong khoảng từ 6,5 – 7,5. Bằng cách điều khiển pH thì tỉ lệ chính xác cho việc loại bỏ hoàn toàn nitơ trong quá trình anammox có thể đạt được. Nguyên tắc của việc điều khiển này là ở tốc độ pha loãng cố định thì nồng độ chất nền ở dòng ra sẽ là hằng số. Người ta cũng thấy rằng NH3 đúng hơn là NH4+ là chất nền hoạt động. Nếu pH được tăng lên thì khi mức ammoniac là hằng số thì có nghĩa rằng mức amoni là thấp hơn. Bằng việc tăng pH, lượng amoni trong dòng ra sẽ giảm nhanh chóng. Điều đó cho thấy chỉ một sự thay đổi nhỏ của pH cũng sẵn sàng dẫn đến một sự thay đổi lớn về tỉ lệ giữa amoni/nitrit ở dòng ra. Đây là một vấn đề cần được quan tâm vì việc loại bỏ thêm bằng phương pháp điều khiển pH là có lợi về mặt kinh tế [22]. Việc tạo ra một tỉ lệ thích hợp giữa nitrit/amoni còn phụ thuộc vào tỉ lệ giữa kiềm/amoni trong đầu vào [10]. Khi quá trình nitrat hóa amoni thành nitrit có thể đạt được ở nhiệt độ trên 20oC với thời gian lưu của bùn (SRT) dưới 2 ngày, pH xung quanh 8 hoặc với các nồng độ amoni cao thì yếu tố quan trọng phụ thuộc vào tỉ lệ bicacbonat/ammoni. Mối liên hệ theo phương trình tỉ lượng cho thấy để oxi hóa hoàn toàn amoni cần 2mol HCO3-/mol NH4+. Vì vậy để đạt được một sự oxi hóa 50% ammonium, tỉ lệ mol giữa amoni và bicacbonat chỉ là 1:1. Nếu nước thải không có tỉ lệ như trên, thì pH cần phải được điều khiển trong quá trình này [19]. Còn nếu như trong chất thải chứa bicacbonat gấp khoảng 1,2 lần amoni theo tỉ lệ số mol thì sẽ có khoảng 60% amoni bị oxi hóa thành nitrit dẫn đến tỉ lệ nitrit/amoni khoảng 1,5 và do đó người ta không cần thêm bazơ vào trong bước nitrat trong những trường hợp này [11]. Việc điều khiển các biến số như nhiệt độ, pH, thời gian lưu thủy lực, nồng độ chất nền cũng như mức độ oxi hòa tan nhằm mục đích đảm bảo ngăn chặn sự oxi hóa nitrit thành nitrat và giúp cho quá trình oxi hóa bán phần được ổn định. Hoạt tính của NOB cần giảm sao cho không ảnh hưởng đến hoạt tính của AOB. 1.3.2.3. Sinh thái học của quá trình Sharon Hunik (1993) cho rằng các vi khuẩn oxi hóa amoni sinh trưởng nhanh hơn các vi khuẩn oxi hóa nitrit ở nhiệt độ được cao hơn 15oC. Ở nhiệt độ tiến hành thí nghiệm là 35oC, tốc độ sinh trưởng tối đa đặc trưng của vi khuẩn oxi hóa nitrit chỉ xấp xỉ bằng một nửa tốc độ sinh trưởng của vi khuẩn oxi hóa amoni. Chỉ ở những nhiệt độ trên 25oC các vi khuẩn oxi hóa amoni mới có khả năng cạnh tranh hiệu quả so với các vi khuẩn oxi hóa nitrit. Và khi ở nhiệt độ >20oC vi khuẩn oxi hóa amoni có tuổi bùn yêu cầu tối thiểu là ngắn hơn [24]. Quá trình oxi hóa amoni là một quá trình mang tính axit, vì vậy việc điều khiển pH là quan trọng để ngăn chặn sự ức chế quá trình. Các vi khuẩn oxi hóa nitrit đặc biệt dễ bị ảnh hưởng do sự thay đổi pH. Trạng thái cân bằng giữa nồng độ của NH3 và NH4+ phụ thuộc vào pH. Khi pH giảm xuống dưới 6,5, quá trình oxi hóa amoni sẽ không xảy ra nữa, vì pH giảm quá thấp thì nồng độ amoni tự do trở nên thấp, không đủ cho sự sinh trưởng của các vi khuẩn oxi hóa amoni. Vi khuẩn oxi hóa nitrit bị ức chế hoàn toàn bởi 1g NH2OH m-3 còn amoni tự do bắt đầu ức chế nitrosomonas trong khoảng nồng độ từ 10-150g NH3 m-3. Vì vậy các vi khuẩn oxi hóa nitrit sẽ sinh trưởng nhanh hơn các vi khuẩn oxi hóa amoni ở giá trị pH thấp, còn ở pH cao là ngược lại. Điều đó cũng có nghĩa là pH cao được ưu tiên trong việc tạo ra một dòng ra với nồng độ amoni thấp. Ở pH trên 8 quá trình nitrat hoá cũng suy giảm. Đó là do có quá nhiều NH3 sẽ gây độc đối với các vi khuẩn oxi hóa nitrit. Tỉ lệ amoni/nitrit trong dòng ra của quá trình Sharon có thể dễ bị ảnh hưởng bởi sự thay đổi pH phản ứng giữa 6,5 và 7,5. Ví dụ với nước bùn tỉ lệ HCO3- : NH4+ là 1,1 : 1, do vậy khoảng một nửa amoni có thể được chuyển mà không có bất kỳ sự điều khiển pH nào. Điều này làm suy giảm tính kiềm của nước đồng thời dẫn đến sự suy giảm pH và ngăn chặn quá trình nitrat hóa [24]. Amoni được chuyển thành nitrit nhờ AOB. Sau đó, nitrit được chuyển thành nitrat nhờ NOB. AOB có khả năng sử dụng amoni như là một nguồn năng lượng duy nhất và CO2 là nguồn cacbon chính. Đây là nguyên nhân gây ra giai đoạn giới hạn tốc độ của quá trình nitrat hóa. Thông thường AOB là vi sinh vật ưa khí bắt buộc. Nhưng có vài loại đặc biệt là chúng có thể thích nghi lớn được với điều kiện oxi thấp hoặc môi trường yếm khí. AOB được chia thành các loại khác nhau dựa trên hình thái học tế bào như Nitrosomonas, Nitrosococus, Nitrosospira, Nitrosovibrio và Nitrosolobus. Vi khuẩn nitrat (vi khuẩn oxi hóa amoni và nitrit hiếu khí) thuộc vào nhóm rất hạn chế của các sinh vật tự dưỡng. Nitrosomonas và Nitrosospira được biết đến là những vi khuẩn oxi hóa amoni tốt nhất. Trong khi Nitrobacter và Nitrospira được biết đến là những vi khuẩn oxi hóa nitrit tốt nhất. Enli et al. (2003) cho rằng các phân nhóm AOB, Nitrosomonas eutropha và Nitrosomonas europea chỉ thấy xuất hiện ở pH=7,5 và 30oC. Người ta còn chỉ ra rằng pH quan trọng hơn nhiệt độ trong việc chọn lọc N. eutropha N. europea. AOB tạo ra một lượng lớn các polysaccarit ngoại bào (EPS) khi sinh trưởng trong cộng đồng màng sinh học bề mặt. Vi khuẩn EPS cao có một sức chịu đựng lớn hơn ở pH thấp. Cộng đồng vi khuẩn oxi hóa amoni có xu hướng cư trú ở những vùng phía ngoài của bông và màng sinh học nơi mà nồng độ oxi cao trong khi NOB cư trú ở vùng phía trong và sát ngay với AOB nơi mức độ oxi thấp hơn. Quá trình nitrat hóa bị hạn chế chủ yếu ở vòng ngoài cùng (100 – 150μm) của bông hay màng [22]. 1.3.2.4. Ưu điểm của quá trình Sharon So với các quá trình khác, quá trình Sharon xem ra là khả thi nhất trong việc giảm căn bản nồng độ amoni trong nước thải có nồng độ amoni cao [11]. Hiệu suất loại bỏ nitơ có thể đạt được đến 90%. Quá trình này đòi hỏi đầu tư ban đầu khá nhỏ bởi chỉ cần một thiết bị thùng phản ứng đơn giản được khuấy trộn tốt với kích cỡ vừa phải mà không có sự lưu giữ bùn là đủ. Quá trình này không tạo ra bùn hóa học và tạo ra khá ít bùn sinh học. Nó cũng cần khá ít oxi do quá trình oxi hóa chỉ đến giai đoạn nitrit, điều này góp phần tiết kiệm năng lượng và việc phải đưa thêm nguồn cacbon vào. So với quá trình nitrat hóa và đề nitrat hóa truyền thống theo con đường nitrat, quá trình Sharon cần ít hơn 25% năng lượng và 40% cacbon thêm vào [24]. NH4+ + HCO3- + 0.75 O2→ 0.5 NH4+ + 0.5 NO2- + CO2 +1.5 H2O 1.3.2.5. Ứng dụng quá trình Sharon Quá trình Sharon được ứng dụng để xử lý nước loại ra từ quá trình phân hủy bùn để đi vào thiết bị phản ứng chính nơi mà dòng nước này sẽ được quay vòng. Theo lý thuyết, đầu vào trong quá trình Sharon chứa một lượng cân bằng về số mol giữa amoni và bicacbonat. Điều này phù hợp với nước thải của quá trình phân hủy bùn. Trong đầu ra của quá trình Sharon sẽ chứa một tỉ lệ amoni: nitrit cần thiết là 1:1. Điều này cần cho dòng vào của quá trình anammox [8]. Quá trình Sharon ứng dụng thực hiện với đầu ra của quá trình phân hủy bùn được tiến hành ở nhiệt độ 30-40oC trong một thiết bị phản ứng có điều nhiệt mà không có bất kỳ sự lưu giữ sinh khối nào [22]. Trong thiết bị phản ứng Sharon được sử dụng để đưa vào quá trình Anammox chỉ có 50% amoni cần được chuyển thành nitrit: NH4+ + HCO3- + 0,75 O2→ 0,5 NH4+ + 0,5 NO2- + CO2 +1,5 H2O Từ phương trình phản ứng này ta có thể thấy rằng việc đưa thêm bazơ vào là không cần thiết, vì trong nước bùn từ quá trình phân hủy yếm khí thường có đủ tính kiềm (ở dạng bicacbonat) để bù lại cho việc tạo thành sản phẩm axit nếu như chỉ 50% amoni bị oxi hóa. Khả năng để tạo ra một hỗn hợp 50:50 của amoni và nitrit với quá trình Sharon đã được đánh giá rộng rãi trong hệ thống ở qui mô phòng thí nghiệm với dòng vào là nước bùn. Kết quả cho thấy có thể đạt được sự ổn định trong việc chuyển hóa. 53% Amoni được oxi hóa thành nitrit ở tốc độ đưa vào là 1,2 kg N/m3/ngày mà không cần điều khiển pH. Vi khuẩn oxi hóa amoni có khả năng chịu đựng được nồng độ nitrit cao (0,5 g N-NO2-/l ở pH=7 [15]. Quá trình Sharon cũng được ứng dụng để xử lý nước thải bãi chôn lấp. Nước thải bãi chôn lấp là một hỗn hợp phức tạp của nước và các chất gây ô nhiễm vô cơ và hữu cơ có nồng độ cao, có thể có kim loại nặng được sinh ra trong quá trình phân hủy các chất thải được chôn lấp và được bổ sung thêm vào do nước mưa chảy thấm qua các chất thải. Nước thải của quá trình phân hủy yếm khí mà phần nổi ở trên (phần nước thải loại) là một mẫu điển hình về nồng độ amoni cao (800 - 1000mg NH4- NL-1) với tốc độ dòng thấp. Nước thải loại cũng có tỉ lệ kiềm/amoni thấp sẽ thích hợp cho quá trình nitrat hóa bán phần. Vì vậy quá trình Sharon cũng đã được ứng dụng cho xử lý nước thải loại của quá trình phân hủy yếm khí. 1.3.3. Quá trình Anammox 1.3.3.1. Định nghĩa Quá trình Anammox là quá trình oxi hóa amoni yếm khí (Anaerobic ammonium oxidation-Anammox) trong đó amoni và nitrit được oxi hóa một cách trực tiếp thành khí N2, với amoni là chất cho điện tử, còn nitrit là chất nhận điện tử để tạo thành khí N2. Đây là một phương pháp có hiệu quả và kinh tế hơn so với quá trình loại bỏ amoni thông thường từ trong nước thải có chứa nhiều amoni. Ưu điểm của phương pháp này so với phương pháp nitrat hóa và đề nitrat hóa thông thường là ở chỗ đòi hỏi nhu cầu về oxi ít hơn và không cần nguồn cacbon hữu cơ từ bên ngoài. Bước nitrat hóa bán phần trước phải được tiến hành để chuyển chỉ một nửa amoni thành nitrit. Sản phẩm chính của quá trình Anammox là N2, tuy nhiên khoảng 10% của nitơ đưa vào (amoni và nitrit) được chuyển thành nitrat. * Phương trình phản ứng: Dựa trên cân bằng khối qua quá trình nuôi cấy làm giàu Anammox phương trình của quá trình Anammox được đưa ra như sau [19]: NH4+ + 1,3 NO2- + 0,066 HCO3- + 0,13H+ → 1,2N2 + 0,26NO3- + + 0,066 CH2O 0,5 N0,15 + 2,03 H2O * Cơ chế sinh hoá: Cơ chế chuyển hoá nội bào của phản ứng Anammox đến nay vẫn chưa được làm sáng tỏ hoàn toàn. Sử dụng phương pháp đồng vị đánh dấu (15N), cơ chế sinh hoá của phản ứng Anammox được đề nghị. Đầu tiên vi khuẩn Anammox khử Nitrit (NO2-) thành Hydroxilamin (NH2OH), sau đó Hydroxilamin và Amoni ngưng tụ thành Hydrazine (N2H4) và nước. Cuối cùng Hydrazin bị oxi hoá thành N2 và electron lại được tái sử dụng cho quá trình khử Nitrit tiếp theo. Hình 3: Cơ chế sinh hoá giả thiết của phản ứng Anammox Anammox là một công nghệ mới được phát triển trong những năm gần đây. Nó không cần bất kỳ một nguồn cacbon hữu cơ nào để loại bỏ nitơ, vì vậy nó đem lại lợi ích về kinh tế và mang lại nhiều tiềm năng cho xử lý nước thải có chứa amoni nhưng hàm lượng cacbon hữu cơ thấp. Trong quá trình Anammox tỉ lệ hàm lượng giữa nitrit và amoni đầu vào là khoảng 1,3 và cần nguồn cacbon vô cơ, vì vậy phải bổ xung HCO3- . Sự kết hợp hai quá trình nitrat hóa bán phần và quá trình Anammox, thì trên thực tế nitrit là hợp chất trung gian trong cả hai quá trình. Vì vậy nitrat hóa bán phần rất thuận tiện và kinh tế và theo sau đó là quá trình Anammox đảm bảo loại bỏ toàn bộ nitơ thông qua một quá trình hoàn toàn tự dưỡng. Tuy nhiên quá trình Anammox khó áp dụng cho việc xử lý nước thải thực tế. Một trở ngại chính để ứng dụng quá trình Anammox là đòi hỏi một giai đoạn bắt đầu lâu dài, chủ yếu là do tốc độ sinh trưởng chậm của vi khuẩn Anammox (thời gian nhân đôi là khoảng 11 ngày). Thêm vào đó, vi khuẩn Anammox là vi khuẩn yếm khí và tự dưỡng hoàn toàn nên chúng khó để nuôi cấy. Vì vậy chúng chưa được phân lập trong môi trường nuôi cấy sạch. Do đó việc am hiểu về sinh lý học và động lực học của vi khuẩn anammox đem lại một ý nghĩa lớn [14]. Hình 4: Vi khuẩn Anammox Candidatus Brocadia (John Fuerst/Rick Webb) [6] 1.3.3.2. Các điều kiện ảnh hưởng Khoảng pH và nhiệt độ sinh lý học: tốc độ chuyển hóa chất nền đặc biệt lớn của toàn bộ sinh khối anammox được tính toán như một hàm của nhiệt độ và pH trong những thí nghiệm dạng mẻ. Do hoạt tính của Anammox phụ thuộc vào nhiệt độ, người ta đã tính toán được năng lượng hoạt hoá là 70kJ/mol, tương đương với quá trình oxi hóa hiếu khí. Hoạt tính và ức chế: hằng số hoạt tính của anammox với amoni và nitrit cân bằng hoặc nhỏ hơn 0,1mg N/l. Quá trình anammox không bị ức chế bởi N-NH4+ và N-NO3- với nồng độ nhỏ hơn 1000mg/l. Tuy nhiên N-NO2- gây ức chế hoàn toàn với nồng độ 100mg/l, ở những nồng độ nitrit lớn hơn 18mM hoạt tính của anammox đã bị ức chế hoàn toàn, và nồng độ 25mM tương ứng với mức độ ức chế 50% [16]. Sự ức chế này sẽ được phục hồi bằng cách cộng thêm vào lượng vết những chất trung gian của anammox (>1,4 mgN/l của hydrazine, > 0,7 mgN/l của hydroxylamine). Hoạt tính của anammox giảm với sự gia tăng nồng độ nitrit. Việc giảm này không phụ thuộc vào pH trong khoảng 7 – 7,8. Ở nồng độ nitrit cao các vi sinh vật không chỉ sử dụng amoni là chất cho điện tử mà chúng còn phải tạo ra một chất cho điện tử ngay ở bên trong cơ thể để làm giảm nitrit [19]. Nhiệt độ tối ưu cho quá trình anammox là khoảng 30 - 40oC. Tuy nhiên gần đây Cema et al đã cho thấy rằng trong một thiết bị đĩa quay sinh học quá trình anammox cũng đã đạt được thành công khi tiến hành ở nhiệt độ xung quanh 20oC. Và điều này cũng được ghi nhận bởi Isaka et al. khi tiến hành với thiết bị phản ứng lọc sinh học yếm khí (ABF) với kết quả xử lý được 8,1 g N (Ld)-1. Một vài nghiên cứu với anammox ở biển cũng cho thấy hoạt tính của anammox ở nhiệt độ thấp. Vì vậy việc ứng dụng anammox sẽ không bị hạn chế bởi ảnh hưởng của nhiệt độ gần khoảng 30oC [14]. Một thí nghiệm tiến hành với thiết bị lọc sinh học yếm khí (ABF) ở 20 - 22oC đã cho thấy rằng với một nồng độ thích hợp của nitrit và thời gian lưu thủy lực ngắn hơn sẽ đem lại một tốc độ chuyển hóa nitơ cao ngay cả khi chúng ta tiến hành ở nhiệt độ thấp thích hợp (dưới 25oC). Phản ứng anammox dễ dàng bị ức chế bởi oxi và nitrit. Mức độ oxi thấp (>0,04mg L-1) gây ra ức chế thuận nghịch và nồng độ nitrit cao (> 100 mg L-1) gây ra ức chế không thuận nghịch hoạt tính của vi khuẩn oxi hóa amoni. Ảnh hưởng của oxi lên quá trình anammox đã được kiểm nghiệm trong vài thí nghiệm và kết quả chỉ ra rằng khi oxi được loại bỏ bằng việc thổi mạnh với các khí trơ vào, việc chuyển hóa amoni và nitrit mới được phục hồi. Và người ta cũng nhận thấy rằng hoạt tính của anammox trong quá trình nuôi cấy làm giàu chỉ có ở những điều kiện hoàn toàn yếm khí [50]. Nồng độ oxi thấp gây nên ức chế thuận nghịch nhưng nồng độ oxi cao gây nên ức chế không thuận nghịch (18% độ bão hòa oxi) [16]. Ảnh hưởng của sunfua, sunfit và phôtphat: Với sunfua nồng độ giữa 1 và 2 mM gây ra sự giảm 60% hoạt tính của SAA. Và SAA hoàn toàn biến mất ở nồng độ sunfua lớn hơn 5mM. 1mM sunphit đã gây ra sự ảnh hưởng tới hoạt tính của anammox [16]. Photphat (5 - 50mM) có ảnh hưởng ức chế mạnh đến hoạt tính của anammox. Còn axetate có thể có mặt ở nồng độ lên đến 10 và 15 mM mà không gây nên sự giảm hoạt tính đáng kể nào. Nhưng ở nồng độ 25 và 50 mM axetat sẽ gây ra ức chế là 22% và 70% [13, 24]. Ảnh hưởng của muối: nồng độ NaCl dưới 150mM không ảnh hưởng đến hoạt tính của anammox trong khi KCl và Na2SO4 có ảnh hưởng khi nồng độ cao hơn 100 và 50mM, 40mM KHCO3 không có ảnh hưởng đến anammox [16]. 1.3.3.3. Sinh học tế bào Quá trình anammox được thực hiện bởi vi khuẩn tự dưỡng thuộc nhóm plantcomycetales. Các vi khuẩn trong quá trình anammox thuộc vào 3 giống sau: Candidatus Brocadia, Candidatus Kuenenia, Candidatus Scalindua. Vi khuẩn anammox được tìm thấy đầu tiên trong những tầng nước ở biển Đen, những khu vực có nồng độ oxi thấp ở đại dương [14]. Chúng là loại cực khó để phân lập và vì vậy không có môi trường nuôi cấy tinh khiết nào giữ lại được. Tuy nhiên có một vài môi trường nuôi cấy được làm giàu cao từ các thiết bị xử lý nước thải [17]. Toàn bộ các vi khuẩn anammox đều có các ngăn được ngăn bởi màng trong tế bào được gọi là các anammoxosome và quá trình Anammox được cho rằng diễn ra ở đó. Ở đây amoni được oxi hóa thành nitrit theo con đường hydrazin (N2H4) và hydroxylamin (NH2OH). Màng của anammoxosome chứa lớp lipid mà tạo thành các barie chặt chẽ chống lại sự phá hủy và là nơi xuất hiện đặc tính đặc biệt của Anammox. Quá trình thủy phân khiến các enzim trong màng thực hiện vai trò xúc tác cho sự oxi hóa của NH4+ với NO2-, với hydrazine và hydroxylamine là chất trung gian, tạo ra một lực proton đi qua màng và được dùng để sản sinh ra ATP. Cấu trúc màng rất chặt chẽ hạn chế sự phá hủy của proton khi đi qua màng để tăng quá trình tạo ATP. Nó cũng ngăn chặn sự mất đi của các chất trung gian và hạn chế chất trung gian hoạt động là hydrazine tới các anammoxosome, vì vậy ngăn chặn sự phá hủy tế bào [21]. Người ta cũng nhận thấy rằng cả các hỗn hợp vi khuẩn oxi hóa amoni và các vi khuẩn anammox dưới điều kiện yếm khí đều có thể sử dụng nitrit như là một chất nhận điện tử và amoni như là chất cho điện tử. Phương pháp FISH đã được sử dụng để nhận dạng các loại vi khuẩn oxi hóa amoni trong điều kiện yếm khí cho thấy rằng có 3 loại là Nitrosomonas spp., Candidatus Brocadia anammoxidans và Candidatus Kuenenia stuttgartiensis. Quá trình nuôi cấy khi được tiến hành ở 42 mgN–NH4+/l thì sẽ làm giàu cho Nitrosomonas spp. Chỉ có trên 30% Candidatus B. anammoxidans và K.stuttgartiensis là 2,1% trong khi nếu tiến hành nuôi cấy ở nồng độ 210mg N- NH4+/l thì B. anammoxidans và K.stuttgartiensis chiếm đến 85,6%. Tốc độ loại bỏ nitơ của vi khuẩn anammox (0,6 g N/g anammox VSS/ngày) cao hơn nhiều so với vi khuẩn oxi hóa amoni (0,4 g N/g Nitrosomonas VSS/ngày) [17]. Phản ứng oxi hóa amoni yếm khí được tiến hành bởi hai loại vi khuẩn anammox có tên là Candidatus Brocadia anammoxidans và Candidatus Kuenenia stuttgartiensis. Vi khuẩn này trước đây đã được quan sát thấy ở Hà Lan và sau đó là ở trong một vài thiết bị xử lý nước thải ở Đức và Thụy Điển. Hai loại vi khuẩn này rất giống nhau. Hoạt tính cao của anammox là có thể nhận thấy ở cả hai loại này trong khoảng pH từ 6,4 đến 8,3 và nhiệt độ từ 20 đến 43oC. Khoảng pH và nhiệt độ tối ưu của cả hai loại này khá giống nhau. Hoạt tính anammox cao nhất của K.stuttgartiensis là 26,5 nmol N2/mg protein.phút ở pH=8 và 37oC. Hoạt tính này là thấp hơn so với hoạt tính anammox tối đa của B. anammoxidans. Tốc độ sinh trưởng (thời gian nhân đôi là 11 ngày) của cả hai là giống nhau. Hoạt tính của vi khuẩn anammox cao hơn gấp 25 lần vi khuẩn nitrat hiếu khí oxi hóa amoni dưới điều kiện yếm khí khi sử dụng nitrit là chất nhận điện tử. Quá trình oxi hóa amoni yếm khí chậm hơn 7 lần so với quá trình oxi hóa amoni hiếu khí. Vi khuẩn anammox rất nhạy cảm với oxi và nitrit. Nồng độ thấp ở 2μM và nitrit từ 5 đến 10 mM đã gây ra sự ức chế hoàn toàn với anammox nhưng có thể phục hồi được [24]. 1.3.3.4. Ứng dụng quá trình anammox Công nghệ oxi hóa amoni kị khí (Anammox) là một công nghệ có tiềm năng và hiệu quả kinh tế cao hơn cho việc loại bỏ amoni có trong nước thải bãi chôn lấp, nơi có chứa một hàm lượng cao amoni và các chất hữu cơ khó phân hủy. Để cho quá trình Anammox xảy ra hoàn toàn cần một bước nitrat bán phần trước để tạo thành tỉ lệ thích hợp giữa NO2-/NH4+. Người ta cũng đã ứng dụng quá trình anammox vào xử lý dòng thải của công nghiệp cá hộp. Dòng thải này có độ mặn tương tự như nước biển, hàm lượng chất hữu cơ, protein cao. Quá trình phân hủy yếm khí dòng thải này đã loại được khoảng từ 70-90% và cũng dẫn đến tạo thành một lượng lớn amoni (5000mg/l) do sự phân hủy của protein, vì vậy làm cho dòng thải có một tỉ lệ C/N thấp. Điều này phù hợp để dùng phương pháp anammox kết hợp với sharon để xử lý [13]. Nước thải chứa hàm lượng cao của amoni và ít chất hữu cơ như dòng ra của thiết bị phân hủy bùn cũng được xử lý bằng phương pháp này. Tuy nhiên các điều kiện về trao đổi chất nghiêm ngặt và tốc độ sinh trưởng cực chậm của vi khuẩn anammox đã hạn chế việc ứng dụng vào những thiết bị phản ứng qui mô lớn. Mặc dù vậy cũng đã có một vài thành công trong việc ứng dụng anammox vào nước thải công nghiệp thực tế [13]. 1.3.4. Quá trình xử lý kết hợp Sharon/Anammox Hình 5: Quá trình xử lí kết hợp Sharon/anammox [9] Phương pháp nitrat hóa bán sản phẩm/ Anammox là một phương pháp mới dùng để loại bỏ Nitơ ra khỏi nước thải. Mục tiêu của phương pháp là nguồn nước có nồng độ Amoni cao (>0,2g/l) và cacbon hữu cơ thấp (tỉ lệ C:N thấp hơn 0,15). Khi quá trình Sharon được kết hợp với quá trình Anammox thì mô hình hoạt động được thay đổi thành quá trình nitrat hóa bán phần (chuyển chỉ 55-60% amoni thành nitrit) mà không có quá trình đề nitrat dị dưỡng để thích hợp làm đầu vào cho quá trình Anammox. Hai quá trình diễn ra như sau: Nitrat hóa bán phần: 2NH4+ + 3O2 = NH4+ + NO2- + 2H+ Anammox: NH4+ + NO2- = N2 + H2O Phản ứng tổng cộng: 2 NH4+ + 3O2 = N2 + H2O + 2H+ H+ sinh ra luôn được cân bằng bởi những ion nghịch dấu với amoni, thường là bicacbonat hoặc sulfite. Hai quá trình này có thể thực hiện ở 2 thùng phản ứng riêng biệt hay ở hai tháp đơn. Trước tiên, trong thiết bị phản ứng hiếu khí, Amoni bị oxi hóa 1 phần thành nitrit (thời gian lưu của bùn cân bằng với thời gian lưu thuỷ lực). Bùn hoạt tính từ thiết bị xử lý nước thải được cấy vào, sau đó quá trình Anammox diễn ra trong một thiết bị phản ứng mẻ liên tiếp. Bề mặt của bể phản ứng anammox được đậy kín với các hạt polypropylene để ngăn cản oxi đi vào. Nitrit tạo ra cùng với amoni còn lại và cả sinh khối của quá trình nitrat trong thiết bị phản ứng nitrat bán phần được đưa vào quá trình anammox tiếp theo. Tiến hành khuấy trộn trong quá trình phản ứng sau đó dừng khuấy trộn sẽ để cho sinh khối lắng xuống trước khi phần nổi phía trên được bơm ra ngoài. Một phần nhỏ trong phần nổi phân hủy thô được cộng vào liên tục ở giai đoạn 2 để ngăn chăn sự tích lũy nitrit [11]. 1.3.5. So sánh phương pháp nitat hóa sinh hóa truyền thống với phương pháp nitrat hóa bán phần/ Anammox (partical nitrification/ Anammox) Giá thành của quá trình loại bỏ nitơ bằng phương pháp nitrat - đề nitrat hóa thông thường tương đối lớn do liên quan đến nhu cầu đòi hỏi oxi và chất hữu cơ. Trong quá trình nitrat hóa việc đưa oxi (không khí) vào nước thải để oxi hóa amoni cần một lượng lớn năng lượng. Thêm vào đó, lượng BOD có mặt trong nước thải thường có giới hạn nên cần phải đưa thêm BOD bằng cách bổ xung methanol cho quá trình đề nitrat hóa. Vì vậy việc loại bỏ hoàn toàn nitơ trong nước thải có chứa hàm lượng nitơ cao đòi hỏi bổ sung một lượng lớn cacbon hữu cho quá trình đề nitrat hóa [24]. Hơn nữa quá trình nitrat hóa yêu cầu cần có tuổi bùn lâu nên thiết bị phản ứng cần phải lớn. Những hạn chế này có thể được khắc phục bằng cách ứng dụng hai quá trình công nghệ sinh học mới gần đây: quá trình nitrat bán phần amoni thành nitrit bởi các vi khuẩn nitrit sinh trưởng nhanh và quá trình đề nitrat hóa của nitrit thành N2 sử dụng amoni là chất cho điện tử [22]. Phương pháp này đã được phát triển gần đây để giảm giá thành cho việc loại bỏ nitơ. Trong đó, sự kết hợp của quá trình nitrat một phần trước và quá trình oxi hóa amoni yếm khí tiếp theo (anammox) là một trong những phương pháp mới để loại bỏ nitơ trong nước thải có tỉ lệ C/N thấp và có hàm lượng amoni lớn. Do phương pháp này sử dụng tối thiểu BOD và năng lượng nên giúp tiết kiệm được giá thành so với phương pháp truyền thống [22]. Quá trình nitrat hoàn toàn diễn ra theo 2 bước: đầu tiên ammoni chuyển thành nitrit nhờ vi khuẩn nitrosomonas oxi hóa amoni (AOB) và sau đó nitrit được chuyển thành nitrat nhờ vi khuẩn nitrobacteur oxi hóa nitrit (NOB). AOB sử dụng 1,5 mol oxi cho 1 mol amoni vì vậy quá trình nitrat hóa hoàn toàn cần 2mol oxi. Trong khi đó quá trình nitrat hóa bán phần cần 0,75 mol oxi cho 1 mol nitơ. Như vậy nhu cầu oxi của quá trình nitrat hóa bán phần chỉ bằng 62,5% so với nhu cầu oxi của quá trình nitrat hóa hoàn toàn. NH4+ + 1,5 O2 → NO2- + H2O + 2H+ ( nitrit hóa bởi AOB) NO2- + 0,5 O2 → NO3- ( nitrat bởi NOB) NH4+ + 2 O2 → NO3- + H2O + 2H+ ( nitrat hóa hoàn toàn) NH4+ + 0,75 O2 → 0,5 NH4+ + 0,5NO2- + 0,5H2O + H+ ( nitrat hóa bán phần) Quá trình đề nitrat hóa yếm khí của nitrat thành N2 cần phải sử dụng các chất hữu cơ phân hủy sinh học dễ có thể đóng vai trò là chất nhận điện tử. Vì vậy, trong phương pháp truyền thống luôn tồn tại các vấn đề như: hiệu quả loại bỏ nitơ thấp, tiêu thụ nhiều năng lượng, việc vận hành không ổn định khi sử dụng công nghệ loại bỏ nitơ truyền thống cho xử lý các nguồn nước thải chứa nhiều amoni và chứa ít hàm lượng cacbon hữu cơ. Trong khi đó phương pháp loại bỏ nitơ theo phương pháp kết hợp Sharon/anammox là không cần bổ sung nguồn cacbon từ bên ngoài, sản phẩm bùn tạo ra không đáng kể, nhu cầu về oxi và năng lượng cũng thấp hơn so với quá trình thông thường. Đó chính là những ưu điểm của phương pháp kết hợp Sharon/anammox so với phương pháp loại bỏ nitơ truyền thống nên hiện nay phương pháp này đang được nghiên cứu và ứng dụng ngày càng rộng rãi. Hình 6: Vòng tuần hoàn sinh học của Nitơ, các chất trung gian, các sản phẩm của các quá trình quan trọng như cố định Nitơ, Nitrat hoá, Đề nitrat hoá và Anammox (M. Strous) [9] Phần 2: ĐỐI TƯỢNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 2.1. Đối tượng nghiên cứu Đối tượng nghiên cứu ở đây là nước mẫu nước thải nhân tạo chứa amoni. * Nước thải hỗn hợp bao gồm: 1. (NH4)2SO4: nồng độ tùy thuộc điều kiện khảo sát 2. NaHCO3: Nồng độ thay đổi tương ướng với nồng độ amoni 3. NaNO2: Nồng độ tương ứng với nồng độ amoni 4. KH2PO4: 27,2mg/l 5. MgSO4.7H2O: 300mg/L 6. CaCl2: 180mg/l *Vết nguyên tố (dung dịch 1) bao gồm: 1. EDTA: 5g 2. FeSO4.7H2O: 5g Được pha trong 1L nước. * Vết nguyên tố (dung dịch 2) bao gồm: 1. ZnSO4.H2o: 0,43g 2. H3BO3: 0,014g 3. CoCl2.6H2O: 0,24g 4. MnCl2.4H2O: 0,99g 5. CuSO4.5H2O: 2,25g 6. NaMoO4.2H2O: O,22g 7. NiCl2.6H2O: 0,19g 8. Na2SeO4.10H2O: 0,21g 9. EDTA: 15g Tất cả được pha trong 1 L nước. - Dùng 1ml dung dịch vêt 1 cho 0,5 l nước thải, và 1ml dung dịch vết 2 cho 1 L nước thải 2.2. Mục tiêu nghiên cứu Ứng dụng phản ứng anammox vào xử lý nitơ (chủ yếu là amoni), về nguyên tắc hoặc là cần bổ xung Nitrit vào, hoặc là chuyển hóa một nửa amoni ban đầu thành nitrit rồi chính nitrit sinh ra phản ứng với một nửa amoni còn lại. Hướng thứ hai chính là nguyên lý cho các ứng dụng thực tế của Anammox. Mục đích của báo cáo chính là khảo sát điều kiện tối ưu về pH, tốc độ thổi khí để amoni ban đầu chuyển hóa thành nitrit theo đúng tỷ lệ 1: 1,32 hiệu quả nhất để vào quá trình Anammox. Khảo sát hoạt tính của vi khuẩn anammox trong quá trình làm giàu. Từ đó ứng dụng vào việc xử lý nước thải chứa nồng độ amoni cao bằng cách kết hợp hai quá trình Sharon/anammox trong điều kiện gần với thực tế. 2.3. Mô hình thực nghiệm Vật liệu mang – giá thể vi sinh là sợi acrylic chuyên dụng , có đặc tính trội hơn các loại vật liệu khác về độ sạch, diện tích tiếp xúc bề mặt, nhẹ, lại không bị tắc và sức cản của dòng chảy, rẻ , dạng sợi xù xì (để tăng độ bám cho màng vi sinh vật – biofilm). Môi trường được điều chỉnh pH để hạn chế quá trình oxi hóa Nitrit thành Nitrat. Thiết bị xử lý được dùng để nghiên cứu gồm có 4 cột: + Cột 1: hiếu khí trong đó xảy ra quá trình oxi hoá Amoni thành Nitrit, và Nitrit thành Nitrat (quá trình Sharon). + Cột 2: Tuỳ tiện trong đó phần trên cột chứa phần lớn vi khuẩn ưa khí để loại bỏ hết oxi còn lại để xuống phần bên dước là chủ yếu vi khuẩn yếm khí, chuẩn bị sang cột yếm khí vi khuẩn Anammox. + Cột 3, 4 là cột yếm khí vi khuẩn Anammox, trong đó xảy ra quá trình Nitrit tác dụng với Amoni theo tỷ lệ 1:1 để tạo N2 và một phần nhỏ Nitrat. Để quá trình Anammox hiệu quả cần 2 cột yếm khí vì vi khuẩn Anammox cần điều kiện khắt về nhiệt độ, thời gian lưu, hơn nữa chúng sinh trưởng chậm. Hình 7: Mô hình Sharon/Anammox thực nghiệm Van điều chỉnh lưu lượng mầu vào Cột Hiếu khí Cột tuỳ tiện Cột yếm khí 1 Cột yếm khí 2 Đĩa phân phối khí 7, 8, 9, 10. Vật liệu mang – Giá thể vi sinh 11. Van lấy mẫu ở cột tuỳ tiện 12. Van lấy mẫu ở cột yếm khí 1 13. Van lấy mẫu ở cột yếm khí 2 14. Thùng đựng nước sau xử lý 2.4. Phương pháp phân tích 2.4.1. Xác định hàm lượng amoni bằng phương pháp so màu vói thuốc thử Nessler *Nguyên tắc: Amoni trong môi trường kiềm phản ứng với thuốc thử Nessler (K2HgI4) tạo phức có màu vàng hay nâu sẫm phụ thuộc vào hàm lượng amoni có trong nước. 2K2HgI4 + NH3 + KOH → NH2Hg2I3 + 5KI + H2O Các ion sắt, canxi, magiê,...trong nước gây cản trở phản ứng nên cần phải loại bỏ bằng dung dịch Xecnhet hay dung dịch Complexon Ш. Nước đục được xử lý bằng dung dịch ZnSO4 5%. Clo dư trong nước được loại trù bằng dung dich natrithiosunfat 5%. Màu tạo ra do thuốc thử Nessler được định lượng gián tiếp bằng máy đo màu ở bước sóng 420 nm. *Chuẩn bị hóa chất: - Chuẩn bị dung dịch tiêu chuẩn NH4+: + Dung dich A: Hòa tan 0,2965g NH4Cl tinh khiết đã sấy khô đến khối lượng không đổi ở 105-110oC trong 2h bằng nước cất trong bình đinh mức dung tich 1L, thêm nước cất đến vạch và thêm 1ml Clorofoc (để bảo vệ), 1ml dung dich nay có 0,1 mg/l NH4+. + Dung dịch B: Lấy 100ml dung dich A pha loãng bằng nước cất đến vạch 1 lít và thêm 1ml clorofoc, 1ml dung dich này có 0,01 mg/l NH4+. - Dung dich muối Xetnhet: Hòa tan 50 gam KNaC4H4O6.4H2O trong nước cất và thêm đến 100 ml. Dung dịch cần lọc, sau đó thêm 5ml dung dich NaOH 10% và đun nóng một thời gian để đuổi NH3, thể tích dung dịch sau khi đun còn 100ml. -Chuẩn bị dung dich Nessler: Cân 4,55 gam KI2, sau đó trộn đều rồi hòa tan trong một lượng nước cất nhỏ (khoảng 30ml). Cân 11,2 g KOH pha riêng trong khoảng 30-40 ml nước cất 2 lần, để nguội. Đổ dung dich KOH sau khi để nguội vào hỗn hợp dung dịch trên. Định mức đến 100ml, để lắng tủa vài ngày (chỗ tối) và cạn dung dịch trong suốt vào lọ có nút cao su, để chỗ tối. Thuốc thử có màu vàng yếu. Sau một tuần thì dùng được. *Tiến hành phân tích: Phân tích mẫu thực: Pha loãng mẫu bằng nước cất sao cho nồng độ mẫu nằm trong khoảng đường chuẩn. Lấy 5 ml mẫu cho vào ống nghiệm khô, thêm 0,2 ml Xetnhet và 0,3 ml Nessler, lắc đều để yên 10 phút cho màu ổn định và đo quang ở bước song 420 nm. Tính toán nồng độ trong mẫu theo phương trình đường chuẩn. Dựng đường chuẩn cho phép phân tích: Lấy vào các ống nghiệm khô lượng các dung dịch tiêu chuẩn B (0.01 mg/ml NH4+) như bảng sau. Sau khi cho thuốc thử, lắc đều ống nghiệm, để yên 10 phút rồi đem đo màu bước sóng 420 nm (máy đo quang Spectro 2000 Spectrophotomrter). Từ kết quả đo mật độ quang thu được ta xây dựng đường chuẩn biểu diễn sự phụ thuộc độ hấp thụ quang vào nồng độ amoni trong mẫu. Bảng 1: Kết quả xây dụng đường chuẩn của Amoni Ống nghiệm TT dung dịch (ml) Nước cất (ml) Xetnhet (ml) Nessler (ml) Nồng độ Amoni (mg/l) ABS 1 0,0 5,0 0,2 0,3 0 0,000 2 0,5 4,5 0,2 0,3 1 0,155 3 1,0 4,0 0,2 0,3 2 0,264 4 1,5 3,5 0,2 0,3 3 0,391 5 2,0 3,0 0,2 0,3 4 0,528 6 2,5 2,5 0,2 0,3 5 0,636 7 3,0 2,0 0,2 0,3 6 0,799 8 3,5 1,5 0,2 0,3 7 0,944 9 4,0 1,0 0,2 0,3 8 1,037 10 4,5 0,5 0,2 0,3 9 1,105 11 5,0 0,0 0,2 0,3 10 1,180 Hình 9: Phương trình đường chuẩn Amoni 2.4.2. Xác định hàm lượng Nitrit (NO2-) trong nước bằng phương pháp so màu với thuốc thử Griss *Nguyên tắc: Trong môi trường axetic, ion nitrit phản ứng với axit sunfanilic và α-naphtylamin tạo thành hợp chất có màu đỏ. Cường độ màu tỷ lệ với hàm lượng nitrit trong nước. Đem đo quang ở bước sóng 520 nm, tư giá trị mật độ quang thu được dựa vào phương trình đường chuẩn ta rút ra được hàm lượng Nitrit tương ứng. Ion NO3- không gây ảnh hưởng gì cho việc xác định. *Hóa chất càn thiết: - Chuẩn bị thuốc thử Griss: + Dung dịch axit sunfanilic: Hòa tan 0,5 gam axit sunfanilic trong 150 ml dung dịch axit axetic 12%, dung dịch được giữ trong lọ tối. + Dung dịch α-naphtyamin: Hòa tan 0,1 gam α-naphtyamin trong 200 ml nước cất, đun cách thủy trên bếp khoảng 30 phút cho tan hết. Sau đó để nguội, thêm 150 ml CH3COOH 12%. - Chuẩn bị dung dịch tiêu chuẩn NaNO2: Hòa tan 0.1497 gam NaNO2 tinh khiết hóa học đã sấy khô ở 150oC trong 2 giờ bằng nước cất, pha loãng đến vạch định mức 1 lít, 1 ml này có 0.1 mg nitrit. + Dung dịch 1: Dung dịnh có hàm lượng 0,01 mg/ml, chuẩn bị bằng cách pha loãng 10 lần dung dịch trên bằng nước cất. + Dung dịch 2: Dung dịch có hàm lượng 0,001 mg/ml, chuẩn bị bằng cách pha loãng 10 lần dung dịch bằng nước cất. *Tiến hành phân tích: Lấy 5 ml mẫu nước cho vào ống nghiệm khô, thêm 1 ml axit sunfanilic và 1ml α-naphtyamin. Lắc đều, để yên 20 phút rồi đem đo mật độ quang ở bước sóng 520 nm (máy đo quang Spectro 2000 Spectrophotomrter). *Lập đường chuẩn: Lần lượt cho vào các ống nghiệm khô những thể tích dung dịch tiêu chuẩn NaNO2 0,001 mg/ml như sau, sau đó cho thuốc thử, lắc đều để yên 10 phút rồi đem đo quang ở bước sóng 520 nm. Bảng 2: Kết quả xây dựng đường chuẩn của Nitrit Ống nghiệm TT dung dịch (ml) TT nước cất (ml) Axit sunfanilic (ml) α-naphtylamin (ml) Nồng độ Nitrit (mg/l) ABS 1 0,0 5,0 1 1 0,0 0,032 2 0,5 4,5 1 1 0,1 0,093 3 1,0 4,0 1 1 0,2 0,151 4 1,5 3,5 1 1 0,3 0,211 5 2,0 3,0 1 1 0,4 0,279 6 2,5 2,5 1 1 0,5 0,350 7 3,0 2,0 1 1 0,6 0,398 8 3,5 1,5 1 1 0,7 0,462 9 4,0 1,0 1 1 0,8 0,523 10 4,5 0,5 1 1 0,9 0,579 11 5,0 0,0 1 1 1,0 0,637 Hình 10: Phương trình đường chuẩn Nitrit 2.4.3. Xác định nitrat (NO3-) trong nước bằng phương pháp so màu với thuốc thử phenoldisunfonic *Nguyên tắc: Ion nitrat tác dụng với phenoldisunfonic tạo thành axit nitrophenoldisunfonic. Axit này khi phản ứng với ammoniac tạo phức màu vàng. Cường độ màu tỷ lệ với hàm lượng nitrat trong dung dich. Có thể đo độ hấp thụ quang trên máy đo màu ở bước sóng 410 nm. Hàm lượng nitrat tối đa phát hiện được theo phương trình này là 10 mg/l. *Chuẩn bị hóa chất: - Dung dịch axit phenoldisunfonic: Hòa tan 50 gam phenol trong 100 ml axit sunfuric đặc, đun hồi lưu hỗn hợp dung dich trong khoảng 1-2 giờ để tan hết phenol. Sau đó để nguội, dung dich thu được có màu nâu đỏ, sánh. - Dung dịch Amoniac đặc (25%). *Phép phân tích: -Phân tích mẫu thực: Lấy 5ml mẫu cho vào cốc, đun cạn. Thêm 0,5 ml axit phenoldisunfonic, lắc đều. Thêm khoảng 10 ml nước cất, lắc đều. Chuyển tất cả vào bình định mức 25 ml, và định mức. Sau đó, để yên 10 phút, đo độ hấp thụ quang ở bước sóng 410 nm (máy đo quang Spectro 2000 Spectrophotomrter). -Cách dựng đường chuẩn: Tượng tự như phần xác định amoni, sử dụng chất chuẩn là muối Kalinitrat. Bảng 3: Kết quả xây dựng đường chuẩn của nitrat Ống nghiệm TT dung dịch (ml) TTnước cất (ml) Phenoldisunfonic (ml) Amoniac (ml) Nồng độ Nitrat (mg/l) ABS 1 0,0 5,0 0,5 5 0 0,056 2 0,5 4,5 0,5 5 1 0,075 3 1,0 4,0 0,5 5 2 0,086 4 1,5 3,5 0,5 5 3 0,097 5 2,0 3,0 0,5 5 4 0,120 7 3,0 2,0 0,5 5 6 0,143 8 3,5 1,5 0.5 5 7 0,155 9 4,0 1,0 0,5 5 8 0,164 10 4,5 0,5 0,5 5 9 0,174 11 5,0 0,0 0,5 5 10 0,192 Hình 11: Phương trình đường chuẩn Nitrat Phần 3: KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN Các thông số ảnh hưởng đến quá trình hoạt động của vi khuẩn gồm có: pH, nhiệt độ, nồng độ oxi, thời gian lưu và nồng độ của Amoni, Nitrat, Nitrit gây ức chế sự phát triển của vi khuẩn. Các thí nghiệm được tiến hành ở nhiệt độ môi trường. Mục đích của quá trình nghiên cứu ảnh hưởng của thời gian lưu, nồng độ Amoni đầu vào, tốc độ thổi khí để quá trình oxi hoá trong thiết bị Sharon đạt được tỷ lệ là 1 : 1,32, từ đó kết hợp với quá trình Anammox để nước thải đầu ra đạt tiêu chuẩn nước sinh hoạt. Các thí nghiệm được khảo sát ở điều kiện pH=8 được xem là tối ưu, vì các nghiên cứu trước đây đã cho thấy với pH nhỏ hơn 8 hiệu quả chuyển hoá không cao, còn pH=9 mặc dù vi khuẩn có thể sinh trưởng và phát triển được, nhưng sẽ làm cho NH4+ chuyển về dạng NH3. 3.1. Khảo sát hiệu suất xử lý Nitơ bằng thiết bị Sharon (Sđáy=240cm2, h=50cm, V=12 lít), tốc độ thổi khí 70L/p kết hợp Anammox (hình 7) Trong quá trình này dùng máy sục khí có tốc độ dòng khá lớn 70 l/min để giữ cho nồng độ oxi khoảng 43 mgO2/l, tại pH=8 ở điều liện tối ưu, và nồng độ Amoni đầu vào là 50 mgN-NH4+/L. Ở đây thời gian lưu (t) = tổng thời gian lưu qua 4 cột: Hiếu khí (HK), tuỳ tiện (TT), yếm khí 1 (YK1), yếm khí 2 (YK2). Trong bài khoá luận này tôi khảo sát chủ yếu ở nồng độ 50 mgN/L để ứng dụng vào thực tế xử lý nguồn nước giếng khoan ở các vùng bị ô nhiễm Amoni. 3.3.1. Khảo sát hiệu suất xử lý nitơ theo nồng độ Amoni đầu vào, t = 12h, pH=8, 25oC, 70 L/p Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại pH=8, nhiệt độ môi trường 25oC, tốc độ thổi khí 70 L/p, nhiệt độ môi trường 25oC tại các nồng độ 50, 75, 100 mgN-NH4+/L. Bảng 4: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại nồng độ 50 mgN-NH4+/L, pH=8, 25oC, t =12h Cột N – NH4+ (mgN/L) N – NO2- (mgN/L) N – NO3- (mgN/L) Vào 49,50 2,70 00,82 Hiếu khí 14,52 0,19 14,70 Tùy tiện 15,16 0,04 09,65 Yếm khí 1 13,21 0 12,32 Yếm khí 2 10,35 0 08,20 Bảng 5: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại nồng độ 75 mgN-NH4+/L, pH=8, 25oC, t =12h Cột N – NH4+ (mgN/L) N – NO2- (mgN/L) N – NO3- (mgN/L) Vào 74,76 02,31 00,64 Hiếu khí 22,88 25,74 04,36 Tùy tiện 23,13 24,07 08,15 Yếm khí 1 22,39 17,30 07,21 Yếm khí 2 21,43 15,20 06,90 Bảng 6: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại nồng độ 100 mgN-NH4+/L, pH=8, 25oC, t =12h Cột N – NH4+ (mgN/L) N – NO2- (mgN/L) N – NO3- (mgN/L) Vào 99,56 3,52 01,53 Hiếu khí 30,40 24,73 03,31 Tùy tiện 31,32 23,44 04,27 Yếm khí 1 29,60 20,43 04,53 Yếm khí 2 28,00 20,70 03,58 Hình vẽ: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại các nồng độ Amoni đầu vào khác nhau là 50 mgN-NH4+/L, 75 mgN-NH4+/L, 100 mgN-NH4+/L pH=8, 25oC, t =12h. Hình 12: Vào 70L/p, pH=8, 25oC, t =12h Hình 13: HK 70L/p, pH=8, 25oC, t =12h Hình 14: TT 70L/p, pH=8, 25oC, t =12h Hình 15: YK1 70L/p, pH=8, 25oC, t =12h Hình 16: YK2 70L/p, pH=8, 25oC, t =12h Nhận xét: Từ sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại các nồng độ Amoni đầu vào khác nhau là 50 mgN-NH4+/L, 75 mgN-NH4+/L, 100 mgN-NH4+/L pH=8, 25oC, t =12h ta thấy: * * Sau khi đi qua cột HK ở nồng độ Amoni đầu vào càng cao thì % Amoni giảm càng chậm. Nhưng bên cạnh đó tạo ra càng nhiều Nitrit, và lượng Nitrat tạo thành càng bị ức chế, cụ thể là:: + Ở 50 mgN-NH4+/L: Nồng độ Amoni giảm là 71,40%, lượng Nitrit hầu như không còn 0,19 mgN-NO2-/L (đạt tiêu chuẩn nước sinh hoạt), nhưng lượng Nitrit tạoit thành tương đối cao 14,7 mgN-NO3-/L. Nguyên nhân ở đây là do thời gian lưu đối với quá trình Sharon còn dài, lượng Oxi hoà tan nhiều nên sau khi oxi hoá Amoni thành Nitrit, thì lượng Oxi còn dư nhiều tiếp tục oxi hoá Nitrit thành Nitrat → cho nên đầu ra không còn Nitrit nữa. + Ở 75 mgN-NH4+/L: Nồng độ Amoni giảm là 69,39%, lượng Nitrat sinh ra đã được ức chế do lượng Nitrit sinh ra tương đối nhiều (4,36 mgN-NO3-/L), và tỷ lệ NH4+:NO2- = 1 : 1,125 gần đạt tiêu chuẩn 1 : 1,32 đi vào quá trình Anammox (yếm khí 1và 2). + Ở 100 mgN-NH4+/L: Nồng độ Amoni giảm là 69,46%, lượng Nitrat sinh ra ít (3,31 mgN-NO3-/L), lượng Nitrit nhiều, và tỷ lệ NH4+:NO2- = 1,23 : 1. * Tiếp theo sang cột TT thì hầu như sự thay đổi nồng độ các chỉ tiêu không đáng kể, vì ở đây xảy ra phản ứng loại bỏ phần oxi còn dư để được yếm khí hoàn toàn đi vào quá trình Anammox. Phần trên cột TT thường là các vi khuẩn ưa khí (do đầu cột kết nối với cột HK), phần dưới cột thường là các vi khuẩn kị khí (phần cuối cột kết nối với cột YK1), cho nên nồng độ các chỉ tiêu qua đây có thể tăng hoặc giảm. * Cuối cùng là qua cột YK1, YK2 thì nồng độ các chỉ tiêu đều giảm ít, đặc biệt ở nồng độ Amoni đầu vào là 75mgN/L, sau quá trình Sharon tỷ lệ Amoni : Nitrit đã gần với giá trị mong muốn, nhưng sau khi đi vào 2 cột Anammox nồng độ các chỉ tiêu vẫn giảm rất ít. Nguyên nhân là do nhiệt độ môi trường thấp nên các vi khuẩn Anammox hoạt động rất kém. Hơn nữa thời gian lưu lại ngắn (qua mỗi cột yếm khí thời gian lưu là 48/4=8h), mà thời gian nhân đôi của vi khuẩn Anammox cần tới 11 ngày. rat tạ o thành tương đối cao 14,7 mgN/L. Nguyên nhân ở đây là do lượng Oxi hoà tan nhiều nên sau khi oxi hoá Amoni thành Nitrit, thì lượng Oxi còn dư nhiều tiếp tục oxi hoá Nitrit thành Nitrat → cho nên đầu ra không còn Nitrit nữa. + Ở 75 mgN-NH4+/L: Độ chuyển hoá Amoni thành Nitrit là 69,39%, lượng Nitrat sinh ra đã được ức chế do lượng Nitrit sinh ra tương đối nhiều, và tỷ lệ NH4+:NO2- = 1 : 1,125 gần đạt tiêu chuẩn đi vào quá trình Anammox (yếm khí). + Ở 100 mgN-NH4+/L: Độ chuyển hoá Amoni thành Nitrit là 69,46%, lượng Nitrat sinh ra ít, lượng Nitrit nhiều, và tỷ lệ NH4+:NO2- = 1,23 : 1. * Tiếp theo sang cột TT thì hầu như sự thay đổi nồng độ các chỉ tiêu không đáng kể, vì ở đấy xảy ra phản ứng loại bỏ phần oxi còn để đi vào quá trình yếm khí. Phần trên cột thường là các vi khuẩn ưa khí (do đầu cột kết nối với cột HK), phần dưới cột thường là các vi khuẩn kị khí (phần cuối cột kết nối với cột YK1), cho nên nồng độ các chỉ tiêu qua đây có thể tăng hoặc giảm. * Cuối cùng là qua cột YK1, YK2 thì nồng độ các chỉ tiêu giảm ít, các vi khuẩn Anammox không thể hiện được hoạt tính của chúng. Nguyên nhân do thời gian lưu ngắn (qua mỗi cột yếm khí thời gian lưu là 48/4=8h), mà thời gian nhân đôi của vi khuẩn Anammox có thể lên đến 11 ngày. 3.3.2. Khảo sát hiệu suất xử lý Nitơ ở nồng độ 100 mgN-NH4+/L theo nhiệt độ tại pH=8, t = 12h, 70 L/p Khảo sát tại nồng độ 100 mgN-NH4+/L do ở nồng độ này sự chuyển hoá Amoni thành Nitrit cũng đạt khá cao 69,46% ở thời gian lưu 12h, pH = 8. Ta khảo sát ở các nhiệt độ 16, 19, 21, 25oC. Bảng 7: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại 16oC, 100 mgN-NH4+/L, t =12h, pH=8 Cột N – NH4+ (mgN/L) N – NO2- (mgN/L) N – NO3- (mgN/L) Vào 99,56 3,52 01,53 Hiếu khí 67,32 0,26 13,46 Tùy tiện 65,17 0,20 13,28 Yếm khí 1 64,70 0,24 11,12 Yếm khí 2 64,54 0,22 11,90 Bảng 8: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại 19oC, 100 mgN-NH4+/L, t =12h, pH-8 Cột N – NH4+ (mgN/L) N – NO2- (mgN/L) N – NO3- (mgN/L) Vào 99,56 3,52 01,53 Hiếu khí 39,10 0,76 10,12 Tùy tiện 38,36 0,73 10,83 Yếm khí 1 34,27 0,66 09,20 Yếm khí 2 34,00 0,60 09,12 Bảng 9: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại 21oC, 100 mgN-NH4+/L, t =12h, pH=8 Cột N – NH4+ (mgN/L) N – NO2- (mgN/L) N – NO3- (mgN/L) Vào 99,56 03,52 01,53 Hiếu khí 36,60 15,10 10,00 Tùy tiện 38,21 15,00 09,35 Yếm khí 1 35,60 14,80 07,40 Yếm khí 2 33,32 14,40 07,35 Bảng 10: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại 25oC, 100 mgN-NH4+/L, t =12h, pH=8 Cột N – NH4+ (mgN/L) N – NO2- (mgN/L) N – NO3- (mgN/L) Vào 99,56 03,52 01,53 Hiếu khí 30,40 24,73 03,31 Tùy tiện 31,32 23,44 04,27 Yếm khí 1 29,60 20,43 04,00 Yếm khí 2 28,00 20,70 03,58 Hình vẽ: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột khi thay đổi nhiệt độ là 16, 19, 21, 25oC tại nồng độ Amoni đầu vào là 100 mgN-NH4+/L, pH=8, t =12h Hình 17: Vào 70L/p, pH=8, t=12h, 100 mgN-NH4+/L Hình 18: HK 70L/p, pH=8, t=12h, Hình 19: TT 70L/p, pH=8, t=12h, 100 mgN-NH4+/L 100 mgN-NH4+/L Hình 20: YK1 70L/p, pH=8, t=12h, Hình 21: YK2 70L/p, pH=8, t=12h, 100 mgN-NH4+/L 100 mgN-NH4+/L Nhận xét: Từ hình vẽ sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột khi thay đổi nhiệt độ là 16, 19, 21, 25oC tại nồng độ Amoni đầu vào là 100 mgN-NH4+/L, pH=8, t =12h, ta thấy: * Ở cột HK, khi nhiệt độ càng tăng thì % Amoni giảm càng nhiều, lượng Nitrit sinh ra càng nhiều, đồng thời lượng Nitrat cũng bị ức chế, cụ thể là: + Ở 16oC, % Amoni giảm là là 32%, lượng Nitrit gần như hết 0,26mgN/L, lượng Nitrat sinh ra nhiều (13,46 mgN-NO2-/L). Nguyên nhân ở nhiệt độ thấp các AOB kém hoạt động nên một lượng nhỏ Nitrit tạo thành sẽ tác dụng với lượng oxi hoà tan còn dư nhiều nên thích hợp hơn cho sự phát triển của NOB tạo ra Nitrat. + Ở 19oC, % Amoni giảm là 60,73%, nhưng lượng Nitrit tăng rất ít 0,76mgN/L, và lượng Nitrat sinh ra vẫn còn nhiều. + Ở 21oC, % Amoni giảm là 63,24%, tỷ lệ Amoni : Nitrit=2,42 : 1 cho thấy lượng Nitrit tăng lên rất nhiều so với ở 16 và 19oC. Vì ở nhiệt độ >20oC thích hợp cho AOB hơn. + Ở 25oC, % Amoni giảm là 69,47%, tỷ lệ Amoni : Nitrit=1,23:1, lượng Nitrat đã bị ức chế. * Sau khi qua TT: Nồng độ các chỉ tiêu ít thay đổi. * Qua cột YK1, YK2: Nồng độ các chỉ tiêu Nitơ ở đầu ra giảm rất ít, do không đủ điều kiện về nhiệt độ và thời gian lưu cho vi khuẩn Anammox hoạt động. 3.3. Khảo sát hiệu suất xử lý Nitơ ở nồng độ 50 mgN-NH4+/L theo thời gian lưu tại pH=8, nhiệt độ 17oC - 23oC, pH=8 Bảng 11: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại t = 48 h, 17oC-23oC, 50 mgN-NH4+/L, pH=8 Cột N – NH4+ (mgN/L) N – NO2- (mgN/L) N – NO3- (mgN/L) Vào 50,05 02,34 00,97 Hiếu khí 00,96 00,02 14,00 Tùy tiện 00,75 00,00 16,03 Yếm khí 1 00,03 00,00 05,21 Yếm khí 2 00,00 00,00 06,59 Bảng 12: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại t = 24 h, 17oC-23oC, 50 mgN-NH4+/L, pH=8 Cột N – NH4+ (mgN/L) N – NO2- (mgN/L) N – NO3- (mgN/L) Vào 50,05 02,34 00,97 Hiếu khí 01,20 00,00 11,51 Tùy tiện 01,00 00,00 14,50 Yếm khí 1 00,71 00,00 14,43 Yếm khí 2 00,83 00,00 14,55 Bảng 13: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại t = 12 h, 17oC-23oC, 50 mgN-NH4+/L, pH=8 Cột N – NH4+ (mgN/L) N – NO2- (mgN/L) N – NO3- (mgN/L) Vào 50,05 02,34 00,97 Hiếu khí 00,00 01,40 14,60 Tùy tiện 00,00 01,00 13,00 Yếm khí 1 00,00 00,55 12,26 Yếm khí 2 00,00 00,56 10,82 Bảng 14: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại t = 8 h, 17oC-23oC, 50 mgN-NH4+/L, pH=8 Cột N – NH4+ (mgN/L) N – NO2- (mgN/L) N – NO3- (mgN/L) Vào 50,05 02,34 00,97 Hiếu khí 23,07 01,80 10,42 Tùy tiện 22,60 01,66 10,40 Yếm khí 1 13,25 01,43 06,53 Yếm khí 2 10,73 01,44 05,18 Bảng 15: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại t = 5 h, 17oC-23oC, 50 mgN-NH4+/L, pH=8 Cột N – NH4+ (mgN/L) N – NO2- (mgN/L) N – NO3- (mgN/L) Vào 50,05 02,34 00,97 Hiếu khí 27,20 03,03 07,42 Tùy tiện 27,92 03,32 07,57 Yếm khí 1 25,00 02,56 04,32 Yếm khí 2 25,41 02,00 04,01 Bảng 16: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại t = 3,2 h, 17oC-23oC, 50 mgN-NH4+/L, pH=8 Cột N – NH4+ (mgN/L) N – NO2- (mgN/L) N – NO3- (mgN/L) Vào 50,05 02,34 00,97 Hiếu khí 34,26 04,55 03,50 Tùy tiện 33,37 04,60 03,60 Yếm khí 1 30,40 04,30 01,63 Yếm khí 2 29,10 04,31 01,72 Bảng 17: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột tại t = 2,12 h, 17oC-23oC, 50 mgN/L, pH=8 Cột N – NH4+ (mgN/L) N – NO2- (mgN/L) N – NO3- (mgN/L) Vào 50,05 02,34 00,97 Hiếu khí 40,10 01,02 02,45 Tùy tiện 37,60 01,62 02,80 Yếm khí 1 35,47 01,55 02,43 Yếm khí 2 35,83 01,04 02,05 Hình vẽ: Sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột khi thay đổi thời gian lưu từ 48h-2,12h tại nồng độ Amoni đầu vào là 50 mgN-NH4+/L, pH=8, 18- 23oC, t =12h Hình 22: Vào 70L/p, pH=8, 17-23oC, 50 mgN-NH4+/L Hình 23: HK 70L/p, pH=8, 17-23oC Hình 24: TT 70L/p, pH=8, 17-23oC, 50 mgN-NH4+/L 50 mgN-NH4+/L Hình 25: YK1 70L/p, pH=8, 17-23oC, Hình 26: YK2 70L/p, pH=8, 17-23oC, 50 mgN-NH4+/L 50 mgN-NH4+/L Nhận xét: Từ hình vẽ sự biến thiên nồng độ của N-NH4+, N-NO2-, N-NO3- qua 4 cột khi thay đổi thời gian lưu từ 48h-2,12h tại nồng độ Amoni đầu vào là 50 mgN-NH4+/L, pH=8, 18- 23oC, t =12h ta thấy: * HK: Từ hình vẽ ta thấy ở tốc độ thổi khí rất cao 70 L/p ta càng hạ thấp thời gian lưu thì nồng độ Amoni, và Nitrit sau xử lý càng tăng lên và nồng độ Nitrat càng giảm. Nguyên nhân thời gian lưu thấp (tức tốc độ dòng nhanh), nên mật độ các vi khuẩn tiếp xúc với dòng nước thải ít dẫn đến nước thải chưa được xử lý đã bị chảy ra ngoài. Tuy nhiên ở đây sự tạo thành Nitrit rất ít (gần với giá trị tiêu chuẩn của nước sinh hoạt), nhưng lượng Nitrat lại lớn. Nguyên nhân do lượng Oxi hoà tan nhiều nên sau khi oxi hoá Amoni thành Nitrit, thì lượng oxi còn dư tiếp tục oxi hóa Nitrit thành Nitrat → cho nên đầu ra không còn Nitrit nữa, cụ thể là: + Từ 12 – 48h thì các chỉ tiêu đầu ra đã đạt tiêu chuẩn của nước sinh hoạt, nồng độ Amoni còn từ 0-1,26 mgN-NH4+/L, nồng độ Nitrit còn từ 0-1,4 mgN-NO2-/L, nồng độ nitrat là 11,51-14,6 mgN-NO2-/L. Điều này cho thấy không cần thiết phải kết nối với quá trình Anammox nữa cũng xử lý được nước thải hoàn toàn. + Từ 2,12 - 8h thì hiệu quả xử lý Amoni thấp, mặc dù lượng Nitrit ở đầu ra vẫn ít, và nồng độ Nitrat đã giảm nhiều. Nguyên nhân ở đây do thời gian lưu quá ngắn nên không đủ để vi khuẩn AOB hoạt động. * Qua cột TT: Nồng độ các chỉ tiêu Nitơ không có sự thay đổi đáng kể. * Sau khi qua cột YK1, YK2: Nồng độ các chỉ tiêu NH4+, NO2- và NO3- giảm rất ít, do các điều kiện về nhiệt độ môi trường, thời gian lưu quá ngắn nên vi khuẩn Anammox chưa thể hiện được hoạt tính. Phần 4: KẾT LUẬN Ở pH=8 tối ưu, tốc độ thổi khí 70L/p, nồng độ Amoni đầu vào, nhiệt độ và thời gian lưu là các nhân tố quan trọng ảnh hưởng đến quá trình chuyển hóa của Amoni thành Nitrit nhờ vi khuẩn Nitrosomonas, và quá trình Sharon. Nồng độ Amoni đầu vào 75mgN/L, 70L/p, t = 12h, 25oC sau khi qua quá trình Sharon đã đạt được độ chuyển hoá mong muốn để đi vào quá trình Anammox. Ở nồng độ đầu vào 100 mgN-NH4+/L, 70Lp, t =12h khi nhiệt độ càng tăng thì thì % Amoni giảm càng nhiều, lượng Nitrit sinh ra càng nhiều, đồng thời lượng Nitrat sinh ra ít. Ở nhiệt độ 25oC thì tỷ lệ Amoni : Nitrit đạt 1,23 : 1 gần tỷ lệ mong muốn. Khi khảo sát ở nồng độ 50 mgN-NH4+/L, 70L/p, pH=8, 17-23oC % Amoni giảm nhiều nhất ở thời gian lưu 12 - 48h, sau khi đi qua quá trình Sharon các chỉ tiêu Nitơ đầu ra đã đạt tiêu chuẩn nước sinh hoạt, nên không cần phải kết nối với quá trình Anammox. Ở nhiệt độ lớn hơn 20oC thích hợp cho sự phát triển của NOB Quá trình Anammox thường đòi hỏi nhiệt độ môi trường phải cao. MỤC LỤC TÀI LIỆU THAM KHẢO Tiếng Việt Môi trường phát triển bền vững, 2005/ Số 3/ Công nghệ môi trường/ 87.53. Chất thải, quản lý chất thải, công nghiệp ít thải và không chất thải. Nguyễn Việt Anh, Nghiên cứu xử lý Amoni trong nước ngầm bằng phương pháp sinh học, Bảo vệ môi trường số 3, Tr. 22-24. Nguyễn Văn Khôi, Cao Thế Hà (2002), Nghiên cứu xử lý nước ngầm nhiễm bẩn Amoni, Báo cáo thuộc chương trình 01C-09, Hà Nội. Lê thị Hiền Thảo, Nitơ và phôtpho trong môi trường, Trường Đại học Xây Dựng, Hà Nội. Trịnh Lê Hùng (2006), Kỹ thuật xử lý nước thải, NXB Giáo Dục, Hà Nội. Trung tâm kỹ thuật môi trường đô thị và khu công nghiệp (CEETIA) (2001), Hội thảo công nghệ xử lý các hợp chất hữu nitơ trong nước ngầm, trường Đại học Xây Dựng, Hà Nội. Vũ Đăng Độ (1999), Hoá học và sự ô nhiễm môi trường, NXB Giáo Dục, Hà Nội. vnXpress-14/03/2002/ Báo động nhiễm Amoni trong nước ngầm Bắc Bộ. Tiếng Anh 9. Ana Dapena-Mora, et al. (2004), “Enrichment of Anammox biomass from municipal activated slugde: Experimental and modeling results”, Journal of chemical Technology, 79, pp.1423. 10. Albert Magris, et al., “A model for the simulation of the Sharon process: pH as a key factor” pp. 1-5. 11. Christan Fux, et al. (2002), “Boilogycal treatment of ammonium-rich wastewater by partial nitritation and subsequent anaerobic ammonium oxidation (anammox) in a pilot plant”, Journal of Biotechnology, 99, pp.297-299. 12. Dapena-Mora, A., et al. (2006), “Anammox process for nitrogen removal from anaerobically digested fish canning effluents”, Water Science and Technology, 53(12), pp. 265. 13. Dapena-Mora, A., et al. (2007), “Evaluation of activity and inhibition effecrs on Anammox process by batch tests based on the nitrogen gas production”, Enzyme and Micrabial Technology, 40, pp. 859-863. 14. Dosta, J., et al. (2008), “Short-and long-term effects of temperature on the Anammox process”, Journal of Hazardous materials, 154, pp. 688-692. 15. Eveline I.P. Volcke, et al., “Generation of Anammox-optimal nitrit: ammonium ratio with Sharon process: usefulness of process control?” 16. Zhu Liang, Junxin Liu (2008), “Landfill leachate treatment with a novel process; Anaerobic ammonium oxidation (Anammox) combined with soil infiltration system”, Journal of Hazadous materials, 151, pp.207. 17. (Lek) Noophan P., et al. (2008), “Anaerobic ammonium oxidation by Nitromanas spp. And anammox bacteria in a sequencing batch reactor”, Journal of Environmental Management, pp.1-2. 18. Manipura, A., (2005), “Potential biological processes available for removal of nitrogenous compounds from metal industry wastewater”, Process Safety and Environmental Protection, 83(B5), pp.472-473. 19. Macr Strous, Gijs Kuenen J., Mike S.M. Jetten (1999), “Key physiology of anaerobic ammonium oxidation”, Applied and Environmental Microbiology, 65(7), pp. 3248. 20. Nicholas P., Cheremisnnoff P., “Biotechnology for waste and wastewater treatment”, Noyes publication, New Jersey, USA. 21. Tage Dalsgaard, et al. (2005), “Anaerobic ammonium oxidation (anammox) in the marine environment”, Research in Microbiology, 156, pp. 457-458. 22. Van Dongen, U., Jetten, M.S.M., van Loosdrecht, M.C.M. (2001), “The Sharon-Anammox process for treatment of ammonium rich wasterwater”, Water Science and Technology, 44(1), pp. 153-154. 23. Volcke, E.I.P., et al. (2005), “Coupling the Sharon process with Anammox: Model-based scenario analysis with focus on operating costs”, Water Science and Technology, 52(4), pp. 107-108. 24. Than khin, Ajit P. Annachhatre (2004), “Novel microbial nitrogen removal prcess”, Niotechnology advabces, 22, pp.521-525.