Đề tài Tìm hiểu một vài quá trình sinh học loại bỏ Nitơ trong nước thải

CHƯƠNG 1 MỞ ĐẦU 1.1. Đặt vấn đề Tốc độ đô thị hóa ở Việt Nam trong thời gian gần đây diễn ra rất nhanh chóng cùng với sự phát triển của công nghiệp. Tỉ lệ dân số vì thế cũng tăng theo cùng với tốc độ đô thị hóa, kết quả là nước thải từ các thành phố, khu dân cư tập trung, khu công nghiệp cũng không ngừng gia tăng với khối lượng lớn. Đối với nhiều loại nước thải có hàm lượng các chất dinh dưỡng như Nitơ, phospho cao, việc xử lý để loại ra các thành phần này trước khi xả ra môi trường là một yêu cầu quan trọng, nhằm hạn chế sự ô nhiễm nước ngầm, nước mặt. Cùng với nước thải sinh hoạt, nước thải sản xuất trong các nhà máy, xí nghiệp cũng chứa nhiều loại hợp chất phức tạp (vô cơ, hữu cơ). Một trong các dạng hợp chất gây nên sự ô nhiễm nước phải kể đến là các hợp chất chứa Nitơ. Nếu hàm lượng Nitơ có trong nước xả ra sông, hồ cao quá mức sẽ gây ra hiện tượng phú dưỡng hóa kích thích sự bùng nổ nhanh chóng của rong, rêu, tảo làm bẩn nguồn nước và cạn kiện oxy hòa tan, đe dọa hệ sinh thái nước. Bởi vậy, Nitơ là yếu tố cần phải được loại bỏ. Hiện nay, có nhiều phương pháp xử lý Nitơ gồm phương pháp hóa học, phương pháp hóa lý và phương pháp sinh học. Trong các phương pháp trên, việc áp dụng các quá trình sinh học để xử lý nước thải có chứa hợp chất Nitơ là vấn đề cần được chú ý và đẩy mạnh hơn nữa. Đây là phương pháp dùng vi sinh vật, chủ yếu là vi khuẩn để phân hủy các chất hữu cơ dễ phân hủy nhằm tạo ra các sản phẩm có lợi như carbonic, nước và các chất vô cơ khác, do vậy là phương pháp tiết kiệm chi phí và thân thiện với môi trường. Trong thực tế các phương pháp sinh học để loại bỏ Nitơ đã và đang áp dụng tại một số hệ thống xử lý nước thải, nhưng các tài liệu có liên quan còn rời rạc, tản mạn, chưa được nghiên cứu nhiều, tài liệu còn rời rạc chưa sắp xếp lại thành hệ thống có tính logic chặt chẽ. Đó cũng là lý do để đề tài “tìm hiểu một vài quá trình sinh học loại bỏ Nitơ trong nước thải” ra đời. 1.2. Mục tiêu, nội dung và phương pháp nghiên cứu 1.2.1. Mục tiêu nghiên cứu Xây dựng bổ sung, tìm hiểu, sắp xếp, lựa chọn tài liệu làm cơ sở lý thuyết cho phương pháp loại Nitơ bằng quá trình sinh học. 1.2.2. Nội dung nghiên cứu Nguồn gốc, các dạng tồn tại của Nitơ trong nước và ảnh hưởng đến môi trường. Bản chất các quá trình sinh học chuyển hóa các hợp chất chứa Nitơ được ứng dụng trong kỹ thuật xử lý nước và nước thải. Ứng dụng các quá trình sinh học để xử lý các hợp chất chứa Nitơ trong nước và nước thải. 1.2.3. Phương pháp nghiên cứu Do đề tài chỉ hình thành trên cở sở lý thuyết mà không tiến hành thí nghiệm hay tiến hành làm thực nghiệm nên phương pháp nghiên cứu ở đây chủ yếu là phương phương pháp hồi cứu: Trong quá trình thực hiện đề tài, tiến hành thu thập, sưu tầm các thông tin, tài liệu, số liệu, có liên quan đến nội dung nghiên cứu từ các tạp chí, sách báo, giáo trình, internet,…từ đó các kiến thức sẽ được lựa chọn và tổng hợp lại làm cơ sở cho quá trình thực hiện đề tài. 1.3. Ý nghĩa của đề tài Khóa luận được thực hiện trên cơ sở lý thuyết tìm hiểu các phương pháp xử lý Nitơ trong nước thải, tổng hợp lại các tài liệu quan có từ trong sách, báo, giáo trình, với mong muốn bổ sung và hoàn chỉnh hơn các vấn đề có liên hoan đến phương pháp loại bỏ Nitơ bằng quá trình sinh học.. CHƯƠNG 2 NGUỒN GỐC, CÁC DẠNG TỒN TẠI CỦA NITƠ TRONG NƯỚC VÀ ẢNH HƯỞNG ĐẾN MÔI TRƯỜNG 2.1. Các dạng tồn tại của các hợp chất chứa Nitơ trong nước Nguyên tố Nitơ là thành phần luôn có mặt trong cơ thể động, thực vật sống và trong thành phần các hợp chất tham gia quá trình sinh hóa. Đồng thời nó cũng tồn tại ở nhiều hợp chất vô cơ, hữu cơ trong các sản phẩm công nghiệp và tự nhiên. Nguyên tố Nitơ có thể tồn tại ở bảy trạng thái hóa trị, từ dạng khử (N-3) là amoniac đến dạng oxy hóa (N+5) là nitrat. Bảng 2.1. ghi các trạng thái hóa trị của nguyên tố nitơ và hợp chất hóa học đại diện cho trạng thái hóa trị đó. Hợp chất Công thức hóa học Hớa trị Amoni/amoniac NH4+/NH3 -3 Khí nitơ N2 0 Dinitơ oxit N2O +1 Nitơ oxit NO +2 Nitrite NO2--N +3 Nitơ dioxit NO2 +4 Nitrate NO3--N +5 Bảng 2.1 Trạng thái hóa trị của nguyên tố nitơ trong hợp chất hóa học Trong môi trương nước tự nhiên không bị ô nhiễm, các hợp chất amoniac, hợp chất hữu cơ chứa Nitơ, dạng khí, nitrat và nitrit có nồng độ không đáng kể. Tuy vậy chúng là nguồn Nitơ cho phần lớn sinh vật đất và nước. Vi sinh vật sử dụng nguồn Nitơ kể trên vào tổng hợp axit amin, protein, tế bào và chuyển hóa năng lượng. Trong các quá trình đó, hợp chất Nitơ thay đổi hóa trị và chuyển hóa thành các hợp chất hóa học khác. Nguồn phát thải hợp chất Nitơ vào môi trường rất phong phú: từ các chất thải rắn, khí thải, nước thải nhưng quan trọng nhất là từ phân và chất bài tiết trong nước thải sinh hoạt. 2.2. nguồn gốc của các hợp chất chứa Nitơ trong nước thải 2.2.1. Nguồn nước thải sinh hoạt Thành phần Nitơ trong thức ăn của người và động vật nói chung chỉ được cơ thể hấp thu một phần, phần còn lại được thải ra dưới dạng rắn (phân) và các chất bài tiết khác (nước tiểu, mồ hôi). Nguồn nước thải từ sinh hoạt gồm: nước vệ sinh, tắm, giặt, nước rửa rau, thịt, cá, nước từ bể phốt, từ khách sạn, nhà hàng, các dịch vụ công cộng như thương mại, bến tàu xe, bệnh viện, trường học, khu du lịch, vui chơi, giải trí. Chúng thường được thu gom vào các kênh dẫn thải. Hợp chất Nitơ trong nước thải bao gồm amoniac, protein, peptit, axit min cũng như các thành phần khác trong chất thải rắn và lỏng. Mỗi người hằng ngày tiêu thụ 5 – 16g Nitơ dưới dạng protein và thải ra khoảng 30% trong số đó. Hàm lượng Nitơ thải qua nước tiểu lớn hơn trong phân 8 lần. Các hợp chất chứa Nitơ, đặc biệt là protein, và urea trong nước tiểu bị thủy phân rất nhanh tạo thành amoni/amoniac. Trong các bể phốt xảy ra các quá trình phân hủy yếm khí các chất thải, làm giảm lượng carbon hữu cơ nhưng không làm giảm hợp chất Nitơ đáng kể. Chỉ một phần nhỏ tham gia vào cấu trúc tế bào vi sinh vật. Hàm lượng hợp chất Nitơ trong nước thải từ các bể phốt cao hơn so với các nguồn thải chưa qua phân hủy yếm khí. Trong nước thải sinh hoạt, nitrate và nitrite có hàm lượng rất thấp do nồng độ oxy hòa tan và mật độ vi sinh tự dưỡng thấp. Thành phần amoni chiếm 60 – 80% hàm lượng Nitơ tổng trong nước thải sinh hoạt. Nồng độ hợp chất Nitơ trong nước thải sinh hoạt biến động theo lưu lượng nguồn thải: mức độ sử dụng nước của cư dân, mức độ tập trung các dịch vụ công công, thời tiết, khí hậu trong vùng, tập quán ăn uống sinh hoạt… Bảng 2.3 Sau đây thể hiện các đặc trưng ô nhiễm trong nước thải sinh hoạt bao gồm cả ô nhiễm bởi các hợp chất chứa Nitơ. Bảng 2.2. Các đặc trưng ô nhiễm trong nước thải sinh hoạt Thành phần Đơn vị Nồng độ Khoảng Đặc trưng Chất rắn mg/l 350 – 12000 700 Cặn không tan mg/l 100 – 350 210 BOD mg/l 110 – 400 210 COD mg/l 250 – 1000 500 Nitơ tổng (N) mg/l 20 – 85 35 NH3-N mg/l 12 – 50 22 (Nguồn: XL nước thải giàu hợp chất N và P, Lê Văn Cát, 2007) Chỉ tiêu Trung bình (mg/l) Tổng Nitơ 40 - Nitơ hữu cơ 15 - Nitơ Amoni (NH3 + NH4+) 25 - Nitơ Nitrit (NO2-) 0,05 - Nitơ Nitrat (NO3-) 0,2 Bảng 2.3. Các chỉ tiêu trung bình các hợp chất Nitơ trong nước thải sinh hoạt 2.2.2. Nguồn nước thải công nghiệp Ô nhiễm do hợp chất Nitơ từ sản xuất công nghiệp liên quan đến chế biến thực phẩm, sản xuất phân bón hay liên quan đến một số ngành nghề đặc biệt chế biến mủ cao su, chế biến tơ tằm thuộc da. Chế biến thực phẩm thải một lượng đáng kể hợp chất chứa Nitơ liên quan đến loại thực phẩm chứa nhiều đạm: chế biến thủy hải sản, giết mổ và sản xuất thức ăn từ các loại thịt, sữa, đậu, nấm… Nước thải từ khâu giết mổ chứa một lượng máu, mỡ, phân cùng các mảnh thịt vụn, nước thải từ khâu giết mổ được thu gom cùng với nước vệ sinh dụng cụ. Hợp chất chứa Nitơ nhanh chóng được tiết ra từ các thành phần rắn vào nước với tốc độ phụ thuộc vào mức độ phân tán, nhiệt độ môi trường và loại sản phẩm chế biến. Quá trình sản xuất một số loại hóa chất, phân bón, sợi tổng hợp thải ra lượng khá lớn hợp chất hữu cơ chứa Nitơ, các hợp chất này dễ bị thủy phân trong môi trường và tạo ra amoniac. Bảng 2.4. Nồng độ đặc trưng ô nhiễm N tổng thường tìm thấy trong một số loại nước thải công nghiệp. Nguồn Nồng độ Nitơ tổng (mg/l) - Giết mổ 115 - Chế biến thịt 76 - Chế biến + Cá da trơn + Cua + Tôm + Cá 33 94 215 30 - Chế biến rau, quả, đồ uống 4 - Chế biến tinh bột 21 - Rượu vang 40 - Hóa chất, phân bón + NH3-N + NO3—N 1270 550 (Nguồn: XL nước thải giàu hợp chất N và P, Lê Văn Cát, 2007) Nồng độ hợp chất Nitơ trong nước thải công nghiệp cũng biến động rất mạnh, không chỉ trong mùa vụ mà cả trong từng ngày, nhất là đối với các cơ sở chế biến thực phẩm sản xuất đồng thời nhiều loại sản phẩm. 2.2.3. Nguồn thải từ nông nghiệp và chăn nuôi Canh tác nông nghiệp về nguyên tắc phải bón phân đạm, lân cho cây trồng vì các yếu tố trên thiếu trong đất trồng trọt. Trong rất nhiều trường hợp người ta còn sử dụng nguồn nước thải để tưới nhằm tận dụng lượng hợp chất Nitơ trong đó để làm phân bón cho cây trồng. Điều đáng bàn là ở chỗ một lượng khá lớn phân bón mà cây trồng không hấp thu được do nhiều nguyên nhân: phân hủy, rửa trôi (phân đạm urê, phân lân, phân tổng hợp NPK) hoặc do tạo thành dạng không tan, nhất thời cây trồng không thể hấp thu (phân lân). Trong môi trường nước, urê rất dễ dàng bị thủy phân tạo thành amoniac và khí carbonic: CO2(NH2)2 + H2O CO2 + 2NH3 Lượng Nitơ trong phân urê chiếm 46%, tuy nhiên do diện phân bố rộng nên hàm lượng amoniac trong nước mặt không cao. Mặt khác khi tồn tại trong nước amoniac cũng bị các loại thủy thực vật khác như rong, rêu, tảo, cỏ dại hấp thu và một phần chuyển hóa thành dạng hợp chất khác như nitrate do hoạt động của vi sinh vật. Nguồn nước thải phát sinh do chăn nuôi gia cầm, gia súc có lưu lượng nhỏ hơn so với nước sinh hoạt, chủ yếu là nước tắm rửa và vệ sinh chuồng trại. Nước thải từ chuồng trại chăn nuôi chứa một lượng chất rắn không tan lớn: phân, rác, bùn đất, thức ăn thừa rơi vãi, các hợp chất hữu cơ chứa Nitơ tiết ra từ các chất thải rắn khi gặp nước. Nước thải chuồng trại của các loài nuôi khác nhau có độ ô nhiễm khác nhau vì các thành phần dinh dưỡng trong phân khác nhau. Nồng độ hợp chất hữu cơ tăng dần theo thời gian lưu nước thải do lượng chất thải hữu cơ có khả năng sinh hủy rất lớn , trong thời gian lưu giữ chúng bị phân hủy yếm khí tạo ra metan và khí carbonic trong khi hợp chất Nitơ hầu như không bị biến động, trong khi đó các vi sinh vật bị chết cũng tiếp tục phân hủy tạo ra hợp chất Nitơ. Các kết quả đánh giá cho thấy, thủy động vật chỉ hấp thu được khoảng 25 – 40% lượng Nitơ trong thức ăn tổng hợp. Do hiệu quả hấp thu Nitơ từ thức ăn không cao, phần còn dư nằm trong nước nuôi với hàm lượng khoảng 360mg/m2/ngày. Phân tôm cá, thức ăn thừa và chất bài tiết cũng làm tăng nồng độ hợp chất Nitơ trong nước nuôi, nhất là khi phân và thức ăn thừa không được thu gom và tách ra khỏi nguồn nước nuôi kịp thời. Hợp chất Nitơ nhanh chóng bị thủy phân thành amoniac và được tảo hấp thu (hàm lượng protein thô trong tảo khô chiếm khoảng 50%, tương ứng với 8% N). Tảo là nguồn thức ăn trực tiếp cho vật nuôi và của loài động vật phù du (nhỏ), mà động vật phù du là thức ăn của loài cá. Khi hệ sinh thái trên ổn định thì mức độ ô nhiễm trong hồ không lớn. 2.2.4. Nước rác Rác thải sinh hoạt từ các đô thị, thành phố có khối lượng khá lớn. Tại các thành phố lớn ở Việt Nam, lượng rác thải bình quân tính theo đầu người là 0,6 – 0,8 kg/người/ngày. Thành phần chủ yếu của rác thải là chất hữu cơ (rau, quả, củ, thực vật…) nhưng một lượng đáng kể các tạp chất vô cơ: gạch, sợi, xỉ than, sành, sứ, thủy tinh đặc biệt là polyme phế thải (bao bì) cũng thường có mặt. Ở các nước đang phát triển, việc phân loại rác thải tại nguồn chưa được thực hiện rộng rãi, thường được thu gom chung và mang chôn lấp tại các bãi rác, đôi khi sử dụng một phần để sản xuất phân bón hữu cơ. Thành phần hữu cơ chứa Nitơ trong rác chủ yếu là protein và một lượng nhỏ hơn các hợp chất axit nucleic, chitin, urê, các sản phẩm phân hủy từ thức ăn, xác động vật. Trong quá trình phân hủy yếm khí, protein và các hợp chất chứa Nitơ bị thủy phân bởi enzym do vi sinh yếm khí và một phần hiếu khí tạo ra axit amin và tiếp tục thành amoni và carbon dioxit cùng với axit dễ bay hơi. Một lượng không lớn axit amin, amoni được vi sinh vật sử dụng để cấu tạo tế bào, lượng còn dư tồn tại trong nước rác. Nước rác được tách khỏi bãi chôn và thường được gom về các hồ chứa khi được xử lý và thải ra môi trường. Sự biến động về nồng độ chất hữu cơ (BOD, COD) và hợp chất Nitơ trong nước thải dưới sự tương tác của vi sinh vật, điều kiện vật lý (gió, mưa, nóng lạnh) và thực vật là đối tượng đáng quan tâm khi đánh giá đặc trưng của nước rác. Hợp chất Nitơ trong các hồ gồm có: chất hữu cơ chứa Nitơ, amoni, nitrite, nitrate dạng tan trong nước và trong cấu trúc tế bào của vi sinh vật và tảo. Trong hồ yếm khí, hợp chất Nitơ tồn tại chủ yếu ở dạng amoni, một phần nằm trong tế bào của vi sinh vật yếm khí. Do không tách được sinh khối ra khỏi nước nên khi phân hủy, amoni được “trả lại” hầu như trọn vẹn trong môi trường nước. 2.3. Ảnh hưởng của các hợp chất chứa Nitơ đến môi trường 2.3.1. Tác hại của Nitơ đối với sức khỏe cộng đồng 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 Amoniac có thể gây độc cho cá và hệ động vật thuỷ sinh, làm giảm lượng oxy hoà tan trong nước. Khi hàm lượng Nitơ trong nước cao có thể gây phú dưỡng nguồn tiếp nhận làm nước có màu và mùi khó chịu đặc biệt là lượng oxy 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. Nitrate tạo chứng thiếu Vitamin và có thể kết hợp với các amin để tạo thành các hợp chất nitrosamin là nguyên nhân gây ung thư ở người cao tuổi. Trẻ sơ sinh đặc biệt nhạy cảm với nitrate lọt vào sữa mẹ, hoặc qua nước dùng để pha sữa. Khi vào cơ thể, nitrate chuyển hóa thành nitrite nhờ vi khuẩn đường ruột. Ion nitrite còn nguy hiểm hơn nitrate 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 nitrite có thể oxy hoá sắt II ngăn cản quá trình hình thành Hb làm giảm lượng oxy trong máu dẫn đến ngạt, buồn nôn, thậm chí nồng độ cao có thể dẫn đến tử vong. 2.3.2. 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 dẫn đến 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. Đa số các hồ ở Hà Nội đang ô nhiễm nghiêm trọng bởi nước thải và trầm tích. Lưu lượng nước thải chảy vào vượt quá khả năng tự làm sạch của các hồ. Các dòng chảy vào hồ thậm chí làm bốc mùi hôi nồng nặc. Hiện tượng phú dưỡng hay còn gọi là hiện tượng tảo nở hoa. Nhiều tảo xanh và các loài thực vật nổi phát triển rất nhanh trong nước hồ. Sau khi chết đi, các loại tảo tích tụ tại đáy hồ ngày càng dày thêm. Quá trình phân hủy của chúng kéo theo sự tiêu thụ lớn về oxy trong nước, làm biến mất các loài thủy sinh khác, đồng thời giải tỏa các chất khí có hại và hôi thối. 2.3.3. Tác hại của Nitơ đối với quá trình xử lý nước 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. CHƯƠNG 3 BẢN CHẤT CÁC QUÁ TRÌNH SINH HỌC CHUYỂN HÓA CÁC HỢP CHẤT CHỨA NITƠ ĐƯỢC ỨNG DỤNG TRONG KỸ THUẬT XỬ LÝ NƯỚC VÀ NƯỚC THẢI 3.1. Sơ lược về chu trình của Nitơ trong môi trường nước tự nhiên Trong môi trường nước, Nitơ có thể tồn tại dưới dạng hợp chất vô cơ, hữu cơ hòa tan hay không hòa tan. Các hợp chất vô cơ quan trọng của Nitơ là NH3, NH4+, NO2-, NO3-. Nitơ dạng khí có được chủ yếu là sự khuếch tán từ ngoài không khí vào hay còn có thể được hình thành trong quá trình phản nitrate hóa. Các dạng hợp chất vô cơ hòa tan có được là do quá trình phân hủy các hợp chất hữu cơ, Nitơ lắng đọng dưới dạng albumine và dưới tác dụng của vi sinh vật, đạm albumine sẽ tiếp tục phân hủy thành ammoniac (NH3) và sau đó ammoniac sẽ hòa tan vào nước tạo ra NH4+. Sau đó, NH3 và ion NH4+ sẽ biến đổi thành dạng nitrite (NO2-) và nitrate (NO3-) nhờ hoạt động của vi khuẩn nitrite và nitrate hóa. Thực vật có thể hấp thu nhiều dạng đạm nói trên nhưng khả năng hấp thu NH4+ và NO3- là tốt nhất, (mỗi loài thực vật ưa một dạng đạm khác nhau). Trong khi đó, một số loài vi khuẩn và tảo lại có khả năng sử dụng Nitơ phân tử nhờ quá trình cố định Nitơ. Hầu hết đạm NO3- được vi sinh vật, thực vật thủy sinh sử dụng cho các quá trình sinh trưởng và phát triển của chúng, sau đó bị lắng tụ ở bùn đáy. Đạm chứa trong tảo bị ăn bởi động vật phù du và các ấu trùng, động vật đáy khác. Hai quá trình yếm khí là cố định Nitơ và phản nitrate do tảo lam và vi khuẩn thực hiện, trong đó, quá trình phản nitrate hầu như xảy ra trong tầng đáy ở vùng cửa sông hay đất ngập nước. Các chất đạm hữu cơ trong môi trường nước hiện diện trong cơ thể thực vật, động vật, xác bã hữu cơ lơ lửng hoặc hòa tan. N2O N2 Thực vật phù du Động vật phù du Cá Cố định đạm Vi khuẩn Bài tiết Nitrate hóa Sinh trưởng Sinh trưởng Mảnh vụn Sông, suối, nước mưa, nước thải có chứa Nitrate và Ammoniac N2O NO3 NO2 NH4 Bùn đáy NO2 yếm khí Hình 3.1. Chu trình Nitơ trong nước Quá trình amon hóa các hợp chất hữu cơ chứa Nitơ trong môi trường nước diễn ra tương đối mạnh mẽ trong cả điều kiện hiếu khí lẫn kỵ khí. Trong điều kiện hiếu khí, các hợp chất hữu cơ được chuyển hóa hoàn toàn thành các hợp chất vô cơ, giúp làm sạch môi trường nước. Trong điều kiện kỵ khí, các axit amin không được vô cơ hóa hoàn toàn, bên cạnh NH3 và CO2 còn tích lũy nhiều loại hợp chất hữu cơ khác như axit hữu cơ, rượu, H2S và các sản phẩm bốc mùi khó chịu chothủy vực. Quá trình amon hóa protein giữ vai trò quan trọng trong việc khép kín vòng tuần hoàn Nitơ. Nhờ quá trình này mà Nitơ chuyển từ dạng hấp thụ sang muối amon dễ dàng được thực vật sử dụng. Nhờ quá trình này mà NH3 luôn luôn được phục hồi, cung cấp cho thực vật thủy sinh. Có nhiều loại vi khuẩn và nấm mốc tham gia vào quá trình này, chủ yếu là các loài của giống Bacillus như: Bacillus mesentericus, Bacillus mycoide, Bacillus sustilis,… Các vi khuẩn tham gia quá trình nitrate hóa trong môi trường nước đi cùng quá trình đồng hóa CO2 cho cơ thể. Ở thủy vực nước ngọt có các loài thuộc giống Nitrobacter và trong các thủy vực nước lợ, mặn có Nitrospina gracilic và Nitrosococcus mobilis. Vi khuẩn nitrate hóa phân bố rất ít trong các thủy vực sạch, nghèo dinh dưỡng, trong các thủy vực giàu dinh dưỡng số lượng của chúng có nhiều hơn, nhưng cao nhất cũng chỉ khỏang 10 tế bào/ml nước. Quá trình nitrate hóa chỉ xảy ra khi có mặt của oxy, nghĩa là trong môi trường thóang khí, còn trong môi trường yếm khí với sự có mặt của các chất hữu cơ sẽ xảy ra quá trình ngược lại với quá trình nitrate hóa là quá trình phản nitrate. Quá trình này khử nitrate qua nitrite thành NO, N2O. Vi khuẩn tham gia vào quá trình phản nitrate hóa bao gồm bao gồm các loại kỵ khí không bắt buộc như: Pseudomonas, Bacillus...Trong điều kiện hiếu khí, chúng oxy hóa các chất hữu cơ bằng oxy của không khí, còn trong điều kiện kỵ khí, chúng tiến hành oxy hóa các hợp chất hữu cơ bằng con đường khử hydro để chuyển hydro cho nitrate và nitrite. Quá trình này không có lợi vì nó làm mất Nitơ trong thủy vực và tạo thành các chất độc đối với thủy sinh vật như NH3, NO2-. Trong đa số sinh cảnh, vi sinh chỉ có thể khử nitrate thành nitrite, chứ không có thể khử tiếp thành các dạng hợp chất khác. Do đó, ở đâu có quá trình phản nitrate hóa xảy ra mạnh thì ở đó có nhiều nitrite. Trong môi trường thoáng khí, quá trình cố định Nitơ phân tử được thực hiện bởi các loài vi khuẩn Azotobacter như: Azotobacter Agile và Azotobacter chroococcum. Ở sông, hồ thì hầu như gặp chúng ở mọi nơi. Tại phần lắng đọng yếm khí, quá trình cố định Nitơ phân tử được thực hiện bởi giống Clostridium như Clostridium pateurianum. Gần đây, người ta đã xác định ngoài các loài thuộc giống Azotobacter và Clostridium thì còn có một số loài vi khuẩn khác cũng có khả năng đồng hóa Nitơ phân tử bao gồm cả vi khuẩn quang tự dưỡng lẫn dị dưỡng. Tuy nhiên, hiệu quả gắn kết Nitơ thấp hơn do số lượng của những vi khuẩn này là quá ít để đồng hóa một lượng Nitơ đáng kể. Chúng chỉ có vai trò ở những phần lắng đọng yếm khí, còn trong môi trường thoáng khí, quá trình cố định Nitơ phân tử được thực hiện chủ yếu bởi các loài tảo xanh thuộc giống Nostoc, Phormidium, Calothrix,... bởi vì các giống tảo này thường rất nhiều trong các thủy vực. 3.2. Các quá trình sinh học chuyển hóa các hợp chất chứa Nitơ được ứng dụng để xử lý nước và nước thải 3.2.1. Quá trình amon hóa Là quá trình phân hủy chuyển hóa các hợp chất hữu cơ chứa Nitơ trong điều kiện hiếu khí hoặc yếm khí dưới tác dụng của các loại vi sinh vật để tạo thành các hợp chất đơn giản là (NH4+) hoặc NH3. Quá trình amon hóa bao gồm. 3.2.1.1 Amon hóa urê Urê có trong thành phần nước tiểu của người và động vật, chiếm khoảng 22% nước tiểu. Trong công thức cấu tạo, urê chứa tới 46,6% Nitơ, vì thế nó là nguồn dinh dưỡng đạm tốt với cây trồng. Tuy nhiên, thực vật không thể đồng hóa trực tiếp urê mà phải qua quá trình amôn hóa. Quá trình amon hóa chia làm hai giai đoạn. CO(NH2)2 + 2H2O (NH4) 2 CO3 (giai đoạn 1) (NH4) 2 CO3 2NH3 + CO2 + H2O (giai đoạn 2) Đầu tiên, dưới tác dụng của enzyme urease được tạo ra bởi các vi sinh vật, urê sẽ bị phân hủy tạo thành muối carbonat amoni. Sau đó, carbonat amoni được phân giải thành NH3, CO2 và H2O. Một số loài vi khuẩn có khả năng amon hóa urê, chúng đều tiết ra enzym ureaza. Trong đó có một số loài phân giải cao như: Micrococcus ureae, Bacillus amylovorum, Proteus vulgaris…. Đa số chúng thuộc nhóm hiếu khí hoặc kỵ khí không bắt buộc, ưa pH trung tính hoặc hơi kiềm. 3.2.1.2. Amon hóa protein Protein là thành phần quan trọng của tế bào sinh vật. Protein chứa 15 – 17% Nitơ nhưng cây trồng và thực vật nước không thể hấp thụ trực tiếp protein mà phải thông qua sự phân hủy của vi sinh vật. Quá trình này có thể xảy ra trong điều kiện hiếu khí hoặc kỵ khí nhờ nhóm vi sinh vật phân hủy protein có khả năng tiết ra enzyme protease bao gồm proteinase và peptidase. Enzyme protease xúc tác quá trình thuỷ phân liên kết liên kết peptide (-CO-NH-)n trong phân tử protein, polypeptide tạo sản phẩm là acid amin. Dưới tác dụng của enzyme proteinase, phân tử protein sẽ được phân giải thành các polypeptide và oligopeptide. Sau đó dưới tác dụng của enzym pedtidase các polypedtit và oligopeptide sẽ được phân giải thành các axit amin. Một phần axit amin sẽ được tế tào vi sinh vật hấp thu làm chất dinh dưỡng. Phần khác sẽ thông qua quá trình khử amin tạo thành NH3 và nhiều sản phẩm trung gian khác. Sự khử amin có thể xảy ra theo các phương thức sau: R – CH(NH2)COOH à R – CHCOOH + NH3 R – CH(NH2)COOH +H2O à R – CH2OH – COOH + CO2 + NH3 R – CH(NH2)COOH + ½ O2 à R – CO – COOH + NH3 R – CH(NH2)COOH + O2 à R – COOH + CO2 + NH3 R – CH(NH2)COOH +H2O à R – CO – COOH +NH3 + 2H Một số axit amin bị deamin hóa bởi VSV nhờ enzym deaminase, một trong những sản phẩm cuối cùng là amon. Nhiều vi sinh vật có khả năng amon hóa protein. Trong nhóm vi khuẩn có Bacillus mycoides, Bacillus mesentericus, Bacillus subtilis, Pseudomona fluorescens, Clostridium sporogenes... Xạ khuẩn có Streptomtces rimosus, Stretomyces griseus.. 3.2.2. Quá trình nitrate hóa Quá trình nitrate hoá là quá trình oxy hoá sinh hoá Nitơ các muối amon, đầu tiên thành nitrite và sau đó thành nitrate dưới tác dụng của vi sinh vật hiếu khí trong điều kiện thích ứng. Vi khuẩn tham gia quá trình nitrate hóa gồm hai nhóm: Vi khuẩn nitrite oxy hóa amoniac thành nitrite (giai đoạn 1). Vi khuẩn nitrate oxy hóa nitrite thành nitrate (giai đoạn 2). Các phản ứng được biểu diễn qua các phương trình sau: 2 NH3 + 3 O2 2 HNO2 + 2 H2O (giai đoạn 1) 2 HNO2 + O2 2 HNO3 (giai đoạn 2) Tốc độ của giai đoạn thứ nhất xảy ra nhanh gấp ba lần so với giai đoạn thứ hai. Bằng thực nghiệm, người ta đã chứng minh rằng lượng oxy tiêu hao để oxy hóa 1mg Nitơ của muối amon ở giai đoạn nitrite là 343 mg O2. Sự có mặt của nitrate trong nước thải phản ánh mức độ khoáng hóa hoàn thành các chất bẩn hữu cơ. Quá trình nitrite hóa còn có một ý nghĩa quan trọng trong kỹ thuật xử lý nước thải. Trước tiên nó phản ánh mức độ khoáng hóa các chất hữu cơ như đã trình bày ở trên. Nhưng quan trọng hơn quá trình nitrate hóa còn tích lũy được một lượng oxy dự trữ có thể dùng để oxy hóa các chất hữu cơ không chứa Nitơ khi lượng oxy tự do (oxy hòa tan) đã tiêu hao hoàn toàn. 3.2.2.1. Giai đoạn nitrite hóa NH4+ + 3/2 O2 NO2- + H2O + 2H+ + Năng lượng Là giai đoạn oxy hóa NH4+ tạo thành NO2- được tiến hành bởi các vi khuẩn nitrite hóa thuộc nhóm tự dưỡng hóa năng, có khả năng oxy hóa NH4+ bằng oxy không khí và tạo ra năng lượng. Năng lượng để đồng hóa CO2 tạo ra carbon hữu cơ. Enzym xúc tác cho quá trình này là các enzym của quá trình hô hấp hiếu khí. Nhóm vi sinh vật nitrite hóa bao gồm bốn chi khác nhau: Nitrosomonas, Nitrozocystis, Nitrozolobus, Nitrosospira, chúng đều thuộc loại tự dưỡng bắt buộc, không có khả năng sống trên môi trường có chất hữu cơ. 3.2.2.2. Giai đoạn nitrate hóa NO2- + ½ O2 NO3- + năng lượng NO2- tạo ra tiếp tục được oxy hóa thành NO3- bởi nhóm vi khuẩn nitrate hóa. Đây cũng là các vi khuẩn tự dưỡng hóa năng, thực hiện phản ứng oxy hóa nitrite để cung cấp năng lượng cho quá trình đồng hóa. Nhóm vi khuẩn nitrate gồm 3 chi khác nhau: Nitrobacter, Nitrospira, Nitrococcus. Ngoài nhóm vi khuẩn tự dưỡng hóa năng nói trên, còn có một số loài vi sinh vật dị dưỡng cũng tiến hành quá trình nitrat hóa. Đó là loài vi khuẩn và xạ khuẩn thuộc các chi Pseudomonas, Corynebacterium, Streptomyces... 3.2.3. Quá trình phản nitrate Quá trình phản nitrat hay còn gọi là quá trình khử nitrate là quá trình tách oxy khỏi nitrite, nitrate dưới tác dụng của các vi khuẩn kỵ khí (vi khuẩn khử nitrate). Oxy được tách ra từ nitrite và nitrate được dùng lại để oxy hoá các chất hữu cơ. Quá trình này có kèm theo hiện tượng Nitơ tự do được tách ra ở dạng khí sẽ bay vào khí quyển. Vi sinh vật thực hiện quá trình khử trên có tên chung là Denitrifier. Phần lớn loại vi sinh vật trên thuộc loại tùy nghi với nghĩa là chúng sử dụng oxy hoặc nitrate, nitrite làm chất oxy hóa để sản xuất ra năng lượng. Quá trình khử nitrate thường được nhận dạng là khử nitrate yếm khí, tuy nhiên diễn biến quá trình sinh hóa không phải là quá trình hô hấp yếm khí mà nó giống quá trình hô hấp hiếu khí nhưng thay vì sử dụng oxy, vi sinh vật sử dụng nitrate, nitrite làm chất oxy hóa. Vì vậy thực chất quá trình khử nitrate xảy ra trong điều kiện thiếu khí (anoxic). NO3- NO2- NO N2O N2 Để khử nitrate, vi sinh vật cần có chất khử, chất khử có thể là chất hữu cơ hoặc chất vô cơ như H2, S, Fe2+. Phần lớn vi sinh vật nhóm Denitrifier thuộc loại dị dưỡng, sử dụng nguồn carbon để xây dựng tế bào (ngoài phần sử dụng cho phản ứng nitrate). Quá trình khử nitrate xảy ra theo bốn bậc liên tiếp nhau với mức độ giảm hóa trị của nguyên tố Nitơ từ +5, về +3, +2, +1 và 0: NO3- NO2- NO NH2OH NH3 Quá trình amon hóa nitrate do một số vi khuẩn dị dưỡng tiến hành trong điều kiện hiếu khí có chức năng cung cấp NH4+ cho tế bào vi khuẩn để tổng hợp axit amin. Tuy nhiên quá trình amon hóa nitrate không có ý nghĩa về diện môi trường, do hàm lượng N trong nước hầu như không đổi mà chỉ chuyển từ dạng này sang dạng khác. NO3- NO2- NO N2O N2 Phản ứng khử NO3- N2 chỉ xảy ra trong điều kiện thiếu khí. Khi đó, NO3- là chất nhận điện tử cuối cùng trong chuổi hô hấp thiếu khí và năng lượng tạo thành dùng để tổng hợp nên ATP cho tế bào. Đây là quá trình được ứng dụng rộng rãi hiện nay để loại bỏ Nitơ trong nước và nước thải. Song song với quá trình khử nitrate, quá trình tổng hợp tế bào cũng diễn ra, khi đó lượng chất hữu cơ tiêu hao cho cả quá trình cao hơn so với lượng phản ứng cần thiết cho phản ứng hóa học. Các chất hữu cơ mà vi sinh vật Denitrifier có thể sử dụng khá đa dạng: từ nguồn nước thải, các hợp chất hóa học xác định được đưa từ ngoài hoặc các chất hữu cơ hình thành từ phân hủy nội sinh. 3.2.4. Quá trình oxy hóa kỵ khí amoni (Anammox) Năm 1995, một phản ứng chuyển hóa N mới chưa từng được biết đến trước đó, về cả lý thuyết lẫn thực nghiệm đã được phát hiện. Đó là phản ứng oxy hóa kỵ khí Ammonium (Anaerobic Ammonia Oxidation, viết tắt là Anammox) trong đó ammonium được oxy hóa bởi nitrite trong điều kiện kỵ khí, không cần sự cung cấp chất hữu cơ, để tạo thành phân tử. NH4+ + NO2- N2 + 2H2O (A-a) NH4+ + ½ O2 NO2- + 2H+ + H2O (A-b) Theo kết quả nghiên cứu, sự tồn tại của các vi khuẩn tự dưỡng hóa năng có khả năng oxy hóa amoni bởi nitrate, nitrite và thậm chí về mặt năng lượng còn dễ xảy ra hơn sự oxy hóa bởi oxy phân tử. Trên cơ sở phát hiện vi khuẩn và phản ứng Anammox, chu trình chuyển hóa Nitơ tự nhiên có trong sách giáo khoa từ lâu đã được bổ sung một mắt xích mới. Các nghiên cứu từ cuối thập niên 1990 đã làm rõ nhiều khía cạnh của Anammox về mặt hóa sinh học, vi sinh học, sinh học phân tử,… N2 NO2 NH4+ Khử nitrate Cố định Nitơ NO3 Đồng hóa Thối rửa N – hữu cơ Anammox Nitrate hóa Hình 3.2. Chu trình Nitơ có thêm mắt xích Anammox 3.2.4.1. Hóa sinh học của Anammox Phản ứng Anammox đã được xác nhận là sự oxy hóa amoni bởi nitrite, phản ứng hóa học đơn giản với tỷ lệ mol NH4+ : NO2- = 1:1 như ở phương trình (A-b). Trên cơ sở cân bằng khối lượng từ thí nghiệm nuôi cấy làm giàu với kỹ thuật mẻ liên tục (SBR), có tính đến sự tăng trưởng sinh khối, phản ứng Anammox đã được xác định với các hệ số tỷ lượng như sau: NH4+ + 1.32 NO2- + 0.066 HCO3- + 0.13 H+ 1.02 N2 + 0.26 NO3- + 0.066CH2O0.5N0.15 + 2.03 H2O (A-c) Sự tạo thành lượng nhỏ từ nitrate từ nitrite được giả thiết là để sinh ra các đương lượng khử khi đồng hóa CO2. Cơ chế chuyển hóa nội bào của phản ứng Anammox đến nay vẫn chưa được làm sáng tỏ hoàn toàn. 3.2.4.2. Vi sinh học của Anammox Đến nay, đã có 3 chi vi khuẩn Anammox được phát hiện, gồm Brocadia, Kuenenia và Scalindua. Về mặt phân loại, các vi khuẩn Anammox là những thành viên mới tạo thành phân nhánh sau của ngành Planctomycetes, bộ Planctomycetles. Ở trường hợp phát hiện đầu tiên, bùn kỵ khí được nuôi cấy làm giàu bằng phương pháp mẻ liên tục (SBR). Kết quả cho thấy vi khuẩn đã được đặt tên là Candidatus Brocadia anammoxidans. Năm 2000, 2001, 2002 trên cơ sở nghiên cứu, các vi khuẩn Anammox phát hiện được ở hệ thống xử lý RBC ở Stuttgart (Đức), sau Thụy Sĩ và Bỉ, được xác định là mới (độ tương tự dưới 90% so với Brocadia anammoxidans) và được đặc tên là Candidatus Kuenenia stuttgartiensis. Các loài Anammox khác đã được phát hiện từ đĩa quay sinh học nitrate hóa tại một nhà máy xử lý nước thải ở Pitsea (Anh) và đã được đặt tên là Candidatus “Scalindua brodae”, Candidatus “Scalindua wagneri”. Một số đặc điểm sinh lý của vi khuẩn Anammox bao gồm nó có thể hoạt động trong khoảng nhiệt độ từ 20 – 430C (tối ưu ở 400C), pH 6.6 – 8.3 (tối ưu ở pH 8.0). Ở điều kiện tối ưu, tốc độ tiêu thụ cơ chất riêng cực đại là 55 mol NH4+-N/g protein/min. Tuy nhiên, vi khuẩn Anammox sinh trưởng rất chậm (thời gian thế hệ hơn 10 ngày). 3.2.5. Quá trình đồng hóa Nitơ ở thực vật nước Thực vật nuôi trồng trong hệ ngập nước có tác dụng xử lý nước thải và là nguồn sinh khối có khả năng tận dụng cho một số mục đích khác nhau. Hệ ngập nước có thể phân thành các dạng chính là: nguồn nước nuôi trồng thực vật nổi và thực vật chìm trong nước, loại thực vật nửa nổi nửa chìm (rể bám trong thân và lá nằm trong nước và không khí). Tác dụng xử lý dinh dưỡng của các vùng ngập nước là: hấp thu do thủy thực vật, hoạt động vi sinh vật, một số phản ứng hóa học. Các cơ chế trên xử lý dinh dưỡng từ nước thải trên tác động tương tác lẫn nhau và xảy ra đồng thời trong hệ nhưng với tốc độ khá mạnh theo chu kỳ thời gian. Thủy thực vật sử dụng cần đáp ứng được tiêu chí sau để lựa chọn: Hiệu suất sinh khối (sản lượng lớn) Khả năng tích lũy dinh dưỡng cao Có khả năng vận chuyển oxy từ không khí vào đất và nước. Phát triển tốt trong các điều kiện thời tiết. Ngoài khả năng hấp thu dinh dưỡng cao từ nước thải, các loại thủy thực vật còn đóng vai trò chất mang của vi sinh vật và nhờ tương tác giữa thực vật với vi sinh để tăng cường hiệu quả xử lý các chất gây ô nhiễm. Mức độ tích lũy dinh dưỡng trong tế bào thực vật được quyết định bởi tốc độ tăng trưởng sinh khối và thành phần dinh dưỡng trong tế bào thực vật. Bảng 3.1 ghi sản lượng của một số loại thực vật, hàm lượng protein thô trong sản phẩm và sản phẩm thu hoạch tính theo protein. Bảng 3.1. Sản lượng và thành phần đạm của một số thực vật Loại cây Sản lượng (t/ha/năm) Protein thô (%) Sản lượng protein (kg/ha/năm) Bèo tấm 17,60 37 6510 Đậu tương 1,59 41,7 660 Hạt bông 0,76 24,9 190 Lạc 3,12 23,6 380 – 740 Cỏ Alfalfa 4,37 – 15,69 15,9 – 17,0 690 - 2670 (Nguồn: XL nước thải giàu hợp chất N và P, Lê Văn Cát, 2007) Đặc trưng tích lũy protein cao của bèo tấm chứng tỏ tiềm năng tách loại dinh dưỡng từ nước thải của loại thực vật này. Khả năng hấp thu Nitơ của một số loài thực vật nước ở nhiều địa phương khác nhau được ghi trong bảng 3.2. Bảng 3.2. Khả năng hấp thu Nitơ của một số loài thủy thực vật nổi trong mùa hè Địa phương Loại thực vật Tốc độ hấp thu của Nitơ (g. m2/ngày) Florida USA Bèo tây 1,30 Florida USA Rau diếp nước 0,99 Florida USA Đồng tiền nước 0,37 USA Bèo tấm 1,67 Ấn Độ Bèo tấm 0,5 Bangladesh Bèo tấm 0,26 (Nguồn: XL nước thải giàu hợp chất N và P, Lê Văn Cát, 2007) Thành phần của nước thải cũng ảnh hưởng đến năng suất cây trồng và hàm lượng protein trong sản phẩm. Bảng 3.3. Sản lượng bèo tấm sinh trưởng trong các loại nước thải Loài Môi trường nước Sản lượng (tấn khô/ha/năm) Protein thô (%) S. polyrrhiza Nước thải sinh hoạt 17 – 32 _ L. minor Nước sau xử lý yếm khí 10,7 28,9 L. gibba Nước cống sau tiền xử lý 55 30 L. gibba Nước thải sinh hoạt 10,9 – 54,8 30 – 40 S. polyrrhiza Nước thải từ bể phốt 9,2 – 21,4 24 – 28 L. perpusilla W. arrhiza Lemma spp Nước thải sinh hoạt 27 37 S. polyrrhiza Nước thải sinh hoạt 17,6 – 31,5 30 (Nguồn: XL nước thải giàu hợp chất N và P, Lê Văn Cát, 2007) Thực vật nữa chìm nữa nổi mọc khá phổ biến tại các dẻo đất dọc bờ ao, hồ, có nhiều cây thuộc loại lưu niên, tốc độ tăng trưởng sinh khối và tích lũy dinh dưỡng cao. Loại thực vật nữa chìm nữa nổi thường sử dụng để xử lý gồm: cỏ đuôi mèo, cây sậy và cây cỏ nên. Các loại thực vật trên phân bố rộng ở các vùng khí hậu. Về mùa đông phần thân trên thường bị chết, phần thân gốc và rễ tích lũy năng lượng để tiếp tục phát triển khi đến mùa xuân vào. Thực vật nữa chìm nữa nổi có khả năng sinh trưởng và phát triển trong nhiều loại nước thải. Đặc trưng của nước thải ảnh hưởng đến thành phần dinh dưỡng trong tế bào thực vật. Tốc độ phát triển của cây trồng ngoài điều kiện dinh dưỡng còn phụ thuộc vào nguồn carbon từ khí carbonic, khả năng quang hợp của chúng và điều kiện nhiệt độ. Nhiều loại cây trồng chỉ sinh trưởng và phát triển ở mùa hè, thậm chí lụi tàn về mùa đông, sự sống chỉ còn tồn tại trong bộ rễ để rồi phát triển trở lại khi có điều kiện đáp ứng. Xử lý chất hữu cơ: chất hữu cơ được chuyển hóa thông qua các quá trình yếm khí, thiếu khí và hiếu khí. Vai trò của thủy thực vật là vật mang cho các loài vi sinh vật, chúng phân hủy chất hữu cơ theo các cơ chế tương ứng với điều kiện môi trường. Do được cung cấp oxy từ thực vật, vi sinh vật hiếu khí có điều kiện phát triển tốt hơn so với các vùng thiếu oxy. Xử lý hợp chất nitơ: ngoài khả năng hấp thu hợp chất Nitơ của thực vật, các quá trình có liên quan đến tách loại hợp chất Nitơ gồm: nitrate hóa, khử nitrate và bay hơi amoniac vào khí quyển. Nitrat hóa xảy ra trong ao hồ nuôi thực vật, phụ thuộc vào mật độ của chúng, các điều kiện khác (oxy, độ kiềm) là yếu tố ít bị hạn chế. Nhìn chung, mật độ vi sinh tự dưỡng trong điều kiện bình thường không cao. Quá trình khử nitrat xảy ra chỉ trong điều kiện thiếu oxy. Cũng trong điều kiện thiếu oxy, quá trình lên men yếm khí là nguồn cạnh tranh chất hữu cơ với các quá trình khử nitrate. CHƯƠNG 4 ỨNG DỤNG CÁC QUÁ TRÌNH SINH HỌC ĐỂ XỬ LÝ CÁC HỢP CHẤT CHỨA NITƠ TRONG NƯỚC VÀ NƯỚC THẢI 4.1. Một số ứng dụng của quá trình nitrat hóa để xử lý Nitơ trong nước và nước thải Phần lớn các nguồn nước thải đều chứa đồng thời hợp chất hữu cơ và hợp chất Nitơ. Khi xử lý hiếu khí (oxy hóa) xảy ra đồng thời hai quá trình oxy hóa độc lập của vi sinh vật dị dưỡng và tự dưỡng với các điều kiện khác nhau nhưng đều có nhu cầu sử dụng oxy cho các phản ứng sinh hóa, ngoài phần nhu cầu dinh dưỡng khá giống nhau của hai loại vi sinh trên thì dạng carbon sử dụng làm cơ chất là khác nhau. Ngoài điều kiện phát triển khác nhau thì tốc độ hay hiệu quả xử lý của hai loại vi sinh trên cũng rất khác nhau. Bảng 4.1. Đặc trưng cơ bản của quá trình xử lý BOD và amoni Đặc trưng Vi sinh dị dưỡng Vi sinh tự dưỡng Tiêu thụ oxy (g/gBOD hoặc NH3-N) 1,42 4,57 Tiêu thụ kiềm (g/gNH3-N) - 7,14 pH tối ưu 6 – 9 7,6 – 8,6 Hiệu suất sinh khối (g/g) 0,6 – 0,7 0,1 – 0,15 Hệ số bán bão hòa oxy (mgO2/l) 0,5 – 1,0 0,15 – 2,0 Hệ số tiêu thụ cơ chất riêng k 5 3 Hệ số phân hủy nội sinh 0,06 0,05 Thời gian lưu tế bào Ngắn Dài (Nguồn: XL nước thải giàu hợp chất N và P, Lê Văn Cát, 2007) Ở trạng thái hoạt động ổn định tỉ lệ vi sinh tự dưỡng và dị dưỡng phụ thuộc vào tỉ lệ BOD/NH4+-N. Nếu tỉ lệ BOD/NH4+-N >= 20 thì hàm lượng Nitơ trong nước thải chỉ đủ hoặc thiếu cho quá trình xử lý của vi sinh dị dưỡng vì vậy không cần quan tâm đến quá trình loại bỏ Nitơ. Phần lớn hợp chất Nitơ dư so với nhu cầu dinh dưỡng của vi sinh vật cần được tách loại mà giai đoạn đầu tiên là oxy hóa thành sản phẩm nitrate (nitrate hóa). Oxy hóa hợp chất Nitơ có thể tiến hành theo các phương thức: tiến hành đồng thời hoặc riêng rẽ với oxy hóa BOD, thực hiện theo kỹ thuật sinh trưởng lơ lửng, sinh trưởng bám dính hoặc phối hợp cả hai phương án trên. Trong thành phần sinh khối của tất cả các quá trình hiếu khí đều có mặt của loại vi sinh vật Nitrifer với tỉ lệ cao thấp khác nhau phụ thuộc vào tỉ lệ BOD/N tổng của nước thải. Thực tế thấy rằng, khi tỉ lệ BOD/N tổng > 5 thì có thể oxy hóa đồng thời cả BOD và amoni. Đây cũng là trường hợp thường gặp của các loại nước thải giàu Nitơ như nước thải sinh hoạt, nước thải chế biến thủy hải sản….Sơ đồ oxy hóa đồng thời BOD và Amoni theo nguyên tắc chung như sau: Lắng sơ cấp Hiếu khí oxy hóa BOD, NH3 Lắng thứ cấp Thải Hình 4.1. Sơ đồ oxy hóa đồng thời BOD và Amoni 4.1.1. Bể Aerotank kết hợp Nitrat hóa Các kỹ thuật phản ứng theo phương pháp bùn hoạt tính lơ lửng có thể sử dụng để oxy hóa amoni gồm: dòng lý tưởng, trộn đều các biến hình công nghệ của kỹ thuật mương oxy hóa. Hệ thống nitrate hóa phải được thiết kế sao cho thời gian lưu đủ để các vi khuẩn nitrate hóa có thể tăng trưởng. Các vi khuẩn dị dưỡng cũng đóng vai trò quan trọng trong việc hạn chế cung cấp oxy các vi khuẩn nitrate hóa, đặc biệt là trong hệ thống tăng trưởng bám dính. Sau khi cạnh tranh với các vi khuẩn dị dưỡng, tốc độ nitrate hóa sẽ bị giới hạn do nồng độ NH4+ sẵn có trong hệ thống. Nhiệt độ, pH và các chất ức chế hóa học cũng đóng vai trò quan trọng trong quá trình. Các yếu tố ảnh hưởng tới oxy hóa amoni trong kỹ thuật một giai đoạn bao gồm: nồng độ amoni, nitrite, tỉ lệ BOD/N tổng, nồng độ oxy hòa tan, nhiệt độ, pH và các chất ức chế. Nồng độ amoni và nitrite: có tác động trực tiếp đến tốc độ phát triển của vi sinh Nitrifier, mức độ tác động của chúng được đánh giá thông qua phương trình động học Monod và độc tính đối với si sinh vật. Tốc độ oxy hóa nitrate thành nitrite nhanh hơn tốc độ oxy hóa amoni thành nitrite (trong phần lớn trường hợp) nên việc tính toán mô hình xử lý cần tập trung vào giai đoạn oxy hóa amoni thành nitrite là giai đoạn quyết định. Tỷ lệ BOD/N tổng: quyết định tỉ lệ của vi sinh Nitrifier trong tổng sinh khối, đóng vai trò quyết định đối với oxy hóa amoni. Mật độ của chúng giảm khi tỉ lệ BOD/N tổng tăng. Nồng độ oxy hòa tan: Tác động đến vi sinh Nitrifier khác về mức độ so với vi sinh tự dưỡng. Nồng độ oxy cần thiết để oxy hóa amoni cần cao hơn. Chọn nồng độ oxy hòa tan thấp nhất là 2mg/l nhằm tránh quá trình nitrate hóa bị ức chế bởi thiếu oxy. Ảnh hưởng của nhiệt độ: nhiệt độ ảnh hưởng quan trọng trong sự nitrate hóa, nhiệt độ thấp sẽ đòi hỏi có thời gian lưu trong hệ thống dài hơn đối với tác nhân tăng trưởng lơ lửng và tốc độ nạp nước thấp hơn trong tác nhân bám dính, do tốc độ tăng trưởng chậm hơn của các vi khuẩn nitrate hóa. Ảnh hưởng của pH: khoảng pH thuận lợi nhất cho sự nitrate hóa là từ 6,5 – 8. Do sự nitrate hóa tiêu thụ khoảng 7,1 mg kiềm (CaCO3) cho mỗi mg NH4+ bị oxy hóa, vì vậy khi độ kiềm trong nước thải có nguy cơ xuống thấp thì sự Nitrate hóa sẽ làm pH cũng giảm xuống. Ảnh hưởng của chất ức chế: các vi khuẩn nitrate hóa thường nhạy cảm hơn các vi khuẩn dị dưỡng và dễ bị ảnh hưởng bởi các thay đổi khác nhau của các chất ức chế hữu cơ và vô cơ. 4.1.2. Bể lọc sinh học kết hợp Nitrate hóa Bể lọc nhỏ giọt bao gồm cả oxy hóa amoni cũng dựa trên cơ sở giống như trường hợp xử lý BOD. Điểm khác biệt quan trọng nhất là mức độ chịu tải thấp hơn nhiều. Mức độ chịu tải chất hữu cơ thấp đồng nghĩa với thời gian lưu tế bào cao. Để đạt được hiệu xuất oxy hóa amoni 75 – 80% tải lượng hữu cơ có thể áp dụng là: Sử dụng vật liệu đá sỏi: 0,8 – 1,3 kgBOD/m3.ngày Sử dụng vật liệu nhựa: 1,5 – 2,3 kgBOD/m3.ngày Muốn tăng hiệu quả nitrate hóa lên 85 – 90%, tải lượng hữu cơ cần phải được giảm tiếp tới 0,4 – 0,8 cho trường hợp đầu và 0,8 – 1,5kg BOD cho trường hợp sau. Thời gian lưu tế tào tương ứng đạt 75 – 85% hiệu suất là 10 ngày và 20 ngày để đạt hiệu quả oxy hóa 85 – 95%. Mức tải lực đối với kỹ thuật lọc nhỏ giọt phụ thuộc vào vật liệu mang cũng thấp hơn so với oxy hóa BOD. Tải lượng thủy lực trên nhằm duy trì cho tầng lọc đủ ướt và thực hiện thông qua tăng cường vòng quay nước đã qua xử lý. Chiều cao của lớp lọc đá sỏi nằm trong khoảng 1 – 2m và không vượt quá 3m vì sẽ hạn chế quá trình lưu thông khí trong tầng vật liệu và tránh mức chịu trọng tải cao của tầng vật liệu. Vật liệu nhựa nhẹ hơn, có diện tích lớn hơn nên có thể sử dụng với lớp lọc cao hơn 12m do tốn năng lượng bơm nước lên độ cao. Sử dụng tầng lọc có độ cao lớn sẽ tiết kiệm được diện tích đất sử dụng và tiết kiệm được năng lượng bơm nước quay vòng nhưng có thể phải cấp khí thêm cho bộ lọc. Bộ lọc nhỏ giọt sử dụng vào mục đích oxy hóa amoni thường sử dụng vật liệu nhựa có trang thái máy thổi khí tăng cường. 4.1.3. Đĩa quay sinh học kết hợp Nitrat hóa Đĩa quay sinh học là thiết bị được gắn kết nhiều đĩa hình tròn trên một trục quay. Thiết bị quay sinh học được đặt chìm trong nước (40% tổng diện tích bề mặt) và quay với tốc độ chậm. Do chuyển động quay đĩa chứa màng vi sinh được tiếp xúc với cơ chất, khi chuyển động trong nước và tiếp xúc với oxy khí quyển khi quay trong không khí để các phản ứng hiếu khí xảy ra. Đĩa quay sinh học được sử dụng để xử lý chất hữu cơ hoặc xử lý hợp chất Nitơ. Hiệu quả xử lý của thiêt bị được xác định bởi các yếu tố: Tốc độ quay. Thời gian lưu thủy lực. Mắc nối tiếp thiết bị. Nhiệt độ. Tỉ lệ phần diện tích nằm trong nước. Lắn sơ cấp đĩa quay Lắng thứ cấp cấp Thải Bùn Hình 4.2. Hệ thống xử lý nước thải theo kỹ thuật điã quay sinh học Cần xác định số khoang xử lý là yếu tố không thể thiếu của hệ thống xử lý. Các khoang có thể bố trí riêng biệt hoặc bố trí trong một bể lớn được ngăn cách theo kiểu chảy dích dắc. Trong hệ xử lý đĩa quay sinh học oxy hóa amoni xảy ra khi BOD đã được oxy hóa ở các khoang trước đó. Hiện tượng xảy ra như trên là do vi sinh vật tự dưỡng chỉ phát triển ở mức đáng kể khi nồng độ BOD trong nước thấp. Thiết kế hệ xử lý đĩa quay sinh học một giai đoạn với tiêu chuẩn thải BOD < 15mg/l cần ít nhất là bốn khoang, trong từng khoang có thể gắn thêm nhiều trục quay phụ thuộc vào tải lượng chính tại khỏang đó. 4.2. Một số ứng dụng của quá trình khử nitrate để xử lý Nitơ trong nước và nước thải 4.2.1. Bể anoxic Là một hệ xử lý nitrate với vi sinh vật sinh trưởng lơ lửng như hệ xử lý bùn hoạt tính. Điểm khác so với hệ bùn hoạt tính là có bổ sung thêm nguồn carbon, khối phản ứng được khuấy trộn cơ học và một khoang nhỏ được sục khí trước bể lắng thứ cấp với thời gian thủy lực là 5 – 10 phút. Bể sục khí có tác dụng tách khí Nitơ hình thành từ phản ứng còn tồn tại trong hỗn hợp, tránh hiện tượng nổi bùn trong bể lắng thứ cấp. Các dạng kỹ thuật phản ứng dòng đẩy lý tưởng và khuấy trộn đều có thể sử dụng để thực hiện quá trình khử nitrate. Khi sử dụng kỹ thuật khuấy trộn đều, bể khử nitrate có thể chia làm nhiều ngăn – mô phỏng phương thức dòng lý tưởng, để tận dụng ưu điểm của phương thức đó. Tốc độ khuấy trộn được duy trì sao cho lượng sinh khối tồn tại ở trạng thái lơ lửng, không bị lắng, tiếp xúc tốt giữa sinh khối với các cấu tử tham gia phản ứng và hạn chế sự thậm nhập của oxy từ khí quyển vào khối phản ứng. Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình khử nitrate Ảnh hưởng của oxy: nồng độ oxy có tác động trực tiếp là oxy ở bên trong trong màng vi sinh chứ không phải là oxy trong chất lỏng có thể đo được. Ảnh hưởng của pH: cũng giống các quá trình xử lý sinh học khác, khoảng pH tối ưu cho quá trình khử nitrate nằm trong một khoảng khá rộng, từ 7 – 9 , ngoài vùng tối ưu tốc độ khử nitrate giảm mạnh. Tại pH ~ 10 và pH ~ 6 tốc độ khử nitrate chỉ còn lại vài phần trăm so với vùng tối ưu. Vi sinh Denitrifier có khả năng thích nghi môi trường pH với nhịp độ chậm. Trong vùng pH thấp có khả năng xuất hiện các khí có độc tính cao đối với vi sinh vật từ quá trình khử nitrate như N2O, NO chúng có khả năng đầu độc vi sinh vật có nồng độ thấp. Ảnh hưởng của nhiệt độ: tốc độ của quá trình khử nitrate hóa có thể chịu ảnh hưởng quan trọng khi nhiệt độ giảm xuống dưới 200C. Tốc độ nitrate hóa ở 100C chỉ bằng 20 – 40% so với khi ở 200C. Ảnh hưởng của chất hữu cơ: bản chất của chất hữu cơ cũng ảnh hưởng đến tốc độ khử nitrate. Các chất hữu cơ tan, dễ sinh hủy tạo điều kiện tốt thúc đẩy tốc độ khử nitrate. Nhiều kết quả nghiên cứu cho thấy tốc độ khử nitrate tăng dần khi sử dụng chất hữu cơ từ phân hủy nội sinh, từ nguồn thải và chủ động đưa vào hệ metanol, axit axetic. Tuy nhiên cũng có rất nhiều nghiên cứu cho thấy nguồn hữu cơ từ nhiều loại nước thải (lên men, bia, rượu) thúc đẩy tốc độ khử nitrate mạnh hơn so với metanol. Ảnh hưởng các chất ức chế: nhìn chung, các vi sinh vật trong khử nitrate hóa thường thích nghi tốt hơn so với vi sinh vật nitrate hóa. Hai giai đoạn nitrate hóa và denitrate hóa xảy ra với hai điều kiện ngược nhau: hiếu khí – kỵ khí, tự dưỡng, dị dưỡng . Do vậy, hai giai đoạn phải tiến hành trong các bể phản ứng riêng biệt và sự vận hành, kiểm soát quá trình của hệ thống xử lý Nitơ khá phức tạp. 4.2.2. Bể lọc sinh học Khử nitrate đối với nước thải theo phương pháp màng vi sinh có thể thực hiện theo các dạng kỹ thuật: lọc qua tầng tĩnh, dạng linh động hoặc đĩa quay sinh học. Trong kỹ thuật dạng linh động nước thải được đưa từ dưới lên với một vận tốc đủ lớn sao cho vật liệu mang (cát mịn) được duy trì ở trạng thái lơ lửng. Vật liệu mang kích thước nhỏ có diện tích bề mặt lớn, tạo điều kiện duy trì mật độ sinh khối cao trong vùng thể tích phản ứng nhỏ. Lọc qua tầng cố định là kỹ thuật thông dụng để khử nitrate, được chia làm hai loại: tầng lọc chứa khí và tầng lọc chứa nước (lọc ngập nước). Tầng lọc chứa khí là một hệ phản ứng kín cách ly với không khí, khí ở trong tầng chủ yếu chứa Nitơ để tạo điều kiện cho vi sinh vật Denitrifier phát triển. Nước thải được phân phối trộn đều trên vật liệu mang có chiều từ trrên xuống. Do màng vi sinh luôn bong ra khỏi vật liệu mang, trôi theo nước ra ngoài nên sau phản ứng nước cần được lắng. Tầng lọc chứa nước cũng được chia hai dạng: tầng lọc có độ xốp cao và độ xốp thấp. Tầng lọc có độ xốp cao được vận hành theo chiều ngược, chảy tù dưới lên hoặc chảy ngang. Do luôn loại bỏ sinh khối dư nên hệ xử lý cũng cần tới bể lắng thứ cấp và để chống tắc phải cần tới giai đoạn sục rửa. Tầng lọc có độ xốp thấp thường hoạt động theo phương thức dòng chảy từ trên xuống, cũng do vật liệu có kích thước nhỏ nên tầng lọc còn đóng vai trò lọc trong ngoài chức năng chất mang cho vi sinh vật. Do vật liệu có kích thước nhỏ nên chúng giữ cả khí Nitơ hình thành, nên định kỳ cần phải sục rửa để làm thông thoáng tầng lọc. 4.3. Tổ hợp các quá trình nitrate hóa và khử nitrate để loại bỏ Nitơ trong nước và nước thải Kết hợp hai quá trình: oxy hóa amoni và khử nitrate trong một hệ được hiểu là hệ đó cùng chung sinh khối và chỉ có một bể lắng duy nhất. Kỹ thuật kết hợp hai quá trình trên thường là phương án được lựa chọn bởi các lí do: hiệu quả xử lý cao, vận hành ổn định, dễ kiểm soát quá trình, giá thành vận hành hợp lý, diện tích xây dựng thấp. Hệ xử lý kết hợp có thể thực hiện theo nhiều phương thức khác nhau: khử nitrate được đặt ở vị trí trước hoặc sau oxy hóa amoni, sử dụng mương oxy hóa thông qua duy trì mức độ oxy hóa ở các vùng khác nhau trong mương hoặc sử dụng kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn thông qua duy trì các pha hiếu khí, thiếu khí theo thời gian. So sánh tốc độ oxy hóa amoni và khử nitrate cho thấy tốc độ oxy hóa amoni chậm hơn nhiều so với khử nitrate. Điều kiện để thực hiện oxy hóa amoni là phải duy trì nồng độ oxy hòa tan ở một mức độ nào đó và để khử nitrate thì ngoài nhu cầu chất hữu cơ, oxy hòa tan không được có mặt trong khối phản ứng. Vùng pH tối ưu cho hai quá trình trên cũng khác nhau. Kết hợp hai quá trình oxy hóa amoni và khử nitrate sử dụng nguồn chất hữu cơ từ nước thải và từ quá trình phân hủy nội sinh để khử nitrate nhằm tiết kiệm giá thành vận hành. Trong kỹ thuật bùn hoạt tính, trình tự bố trí các ngăn phản ứng hiếu khí và thiếu khí có thể là: thiếu khí trước hiếu khí, hiếu khí trước thiếu khí hay bố trí liên tiếp hai cấp thiếu khí – hiếu khí (quá trình Bardenpho bốn giai đoạn, như mô tả trong hình 4.3 Thiếu khí Hiếu khí a) Thiếu khí đặt trước Thiếu khí Hiếu khí b) Hiếu khí đặt trước Thiếu khí Hiếu khí Thiếu khí Hiếu khí c) Quá trình Bardenpho bốn giai đoạn Hình 4.3. Sơ đồ phối hợp xử lý hợp chất Nitơ 4.3.1. Hệ xử lý khử nitrate đặt trước Hệ xử lý hợp chất Nitơ có chung hệ bùn với giai đoạn khử nitrate được bố trí trước giai đoạn oxy hóa được trình bày trong (hình 4.3.a). Nét đặc thù của hệ thống là có hai dòng hồi lưu: hồi lưu bùn như trong hệ bùn hoạt tính thông dụng và hồi lưu hỗn hợp bùn – nước (chưa tách sinh khối) từ giai đoạn xử lý hiếu khí trộn với dòng đầu vào. Dòng hồi lưu hỗn hợp bùn – nước nhằm cung cấp nitrate, nitrite cho phản ứng thiếu khí, thường với lưu lượng lớn (200 – 400%) so với dòng vào. Dòng hồi lưu bùn từ bể lắng thứ cấp nhằm mục đích duy trì mật độ bùn cho xử lý thiếu khí và hiếu khí. Nguồn chất hữu cơ để khử nitrate là nguồn từ nước thải chưa xử lý và một phần từ phân hủy nội sinh tiết kiệm giá thành vận hành. Trong trường hợp hai nguồn chất hữu cơ trên không đủ đáp ứng cho quá trình khử nitrate thì có thể bổ sung thêm cho bể phản ứng thiếu khí. 4.3.2. Hệ xử lý nitrate đặt sau Hệ xử lý hợp chất Nitơ vận hành theo phương án oxy hóa trước và khử nitrate sau với cùng hệ bùn có một số đặc trưng. Oxy hóa chất hữu cơ và amoni đã được thực hiện trong giai đoạn xử lý hiếu khí. Nguồn chất hữu cơ và độ kiềm của nước ở mức thấp nhất khi ra khỏi vùng hiếu khí. Nguồn chất hữu cơ để khử nitrate từ phân hủy nội sinh, đưa từ ngoài vào (metanol, acetate) hoặc từ nguồn thải. Liều lượng chất hữu cơ sử dụng phụ thuộc vào nhiệt độ, nồng độ nitrate cần khử, lượng oxy hòa tan. Lượng metanol sử dụng khoảng 3kg/kg nitrate. Vận hành hệ xử lý chỉ với một dòng hồi lưu từ bể lắng thứ cấp. Tốc độ khử nitrate chậm hơn so với kỹ thuật khử nitrate đặt trước kéo theo thể tích bể phản ứng lớn hơn trường hợp kia. Giá thành vận hành và bảo dưỡng cao liên quan đến nguồn cung cấp chất hữu cơ từ ngoài vào. 4.3.3.. Hệ tổ hợp Bardenpho Hệ xử lý tổ hợp ghép hai cặp nối tiếp của kỹ thuật khử nitrate đặt trước (hình 4.3.c) có tên gọi là quá trình Bardenpho 4 giai đoạn. Tại bể thiếu khí đầu tiên hiệu quả khử nitrate đạt 60 – 70%. Bể hiếu khí thứ nhất đặt tiếp sau bể thiếu khí đầu được thiết kế sao cho đáp ứng hoàn toàn quá trình oxy hóa chất hữu cơ và amoni. Bể hiếu khí thứ hai có hiệu quả tăng cường hiệu quả khử nitrate để đạt tiêu chuẩn thải đặt ra, với thời gian lưu ngắn (30 – 60 phút) nhằm ngăn ngừa quá trình khử nitrate trong bể lắng thứ cấp và đuổi khí Nitơ bám vào sinh khối cũng như chuyển hóa nốt lượng chất hữu cơ, amoni dư từ các giai đoạn trước. Hỗn hợp bùn – nước từ bể hiếu khí đầu được quay vòng về bể thiếu khí đầu. Để khử nitrate ở bể thiếu khí sau có thể sử dụng chất hữu cơ đưa từ ngoài vào (metanol, axetate) hoặc từ chính nguồn nước thải. Thông thường tổng thể tích bể xử lý thiếu khí chiếm 30 – 50% thể tích khối phản ứng. Lưu lượng quay vòng hỗn hợp bùn – nước từ bể hiếu khí đầu về bể thiếu khí thứ nhất là từ 4 – 6 lần lưu lượng xử lý. 4.4. Các ứng dụng của quá trình Anammox 4.4.1. Nguyên lý chung Phản ứng Anammox xảy ra giữa amoni và nitrite với tỷ lệ mol là 1:1,32. như vậy, để áp dụng Anammox vào xử lý Nitơ về nguyên tắc hoặc là cần bổ sung nitrite vào, hoặc là chuyển hóa nửa amoni ban đầu thành nitrite rồi chính nitrite 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. Như vậy, các công nghệ xử lý Nitơ mới sẽ bao gồm nitrite hóa bán phần theo sau là Anammox. 4.4.2. SHARON và quá trình kết hợp SHARON-Anammox SHARON (viết tắt của Single reator system for High-rate Ammonium Removal Over Nitrite) nguyên thủy là hệ thống được phát triển để xử lý Nitơ trong nước loại ra khi ép bùn, kết hợp nitrite hóa và khử nitrite. Dựa vào đặc điểm là ở nhiệt độ cao (trên 300C), các vi khuẩn oxy hóa amoni (AOB) sẽ sinh trưởng nhanh hơn các vi khuẩn oxy hóa nitrite (NOB), nguyên tắc của hệ thống này là lựa chọn thời gian thủy lực (HRT) đủ ngắn và vận hành ở nhiệt độ cao để cho NOB bị rửa trôi khỏi bể phản ứng và quá trình oxy hóa amoni chỉ dừng ở nitrite. Metanol được dùng làm nguồn carbon cho khử nitrite. Sau đó, SHARON đã được sử dụng chỉ với chức năng nitrite hóa để kết hợp với Anammox thành một quá trình xử lý hai giai đoạn. So với hệ thống Nitrate hóa-khử nitrate truyền thống, quá trình SHARON-Anammox tiết kiệm 50% nhu cầu oxy và 100% nhu cầu bổ sung nguồn carbon hữu cơ. Đến nay, đã có các trạm SHARON quy mô lớn xử lý Nitơ trong nước tách ra từ phân hủy bùn kỵ khí được lắp đặt và vận hành ở nhiều nước châu Âu. 4.4.3. CANON CANON là tên viết tắt của quá trình loại Nitơ hoàn toàn tự dưỡng qua nitrite Completely Autotrophic Nitrogen-removal Over Nitrite). Đầu tiên, bể phản ứng kiểu SBR được nạp bùn Anammox và vận hành ở điều kiện kỵ khí với các nước thải tổng hợp chứa cả amoni và nitrite. Sau đó, oxy được cung cấp ở nồng độ giới hạn để phát triển các vi khuẩn nitrite hóa với nước thải tổng hợp chỉ chứa amoni và không chứa nitrite. Kết quả là khoảng 85% Nitơ amoni được chuyển hóa thành khí Nitơ và 15% còn lại thành nitrate. Phân tích mẫu bùn CANON bằng kỹ thuật FISH phát hiện sự có mặt của các vi khuẩn AOB thuộc chi Nitrosomonas và vi khuẩn oxy hóa amoni kỵ khí tương tự planctomycete. Từ đó, cơ chế vận hành của CANON được giả thiết là sự kết hợp phản ứng nitrite hóa bán phần và phản ứng Anammox trong cùng một bể phản ứng. CANON với bể phản ứng có lớp bùn nâng bởi dòng khí có thể vận hành với tải trọng Nitơ lên đến 3,7 kg-N/m3/ngày, với hiệu suất loại Nitơ là khoảng 40%. Nghiên cứu chi tiết cho thấy rằng bùn CANON đã tạo thành các hạt tập hợp và các vi khuẩn Anammox thì phân bố bên trong các hạt này. Các hạt tập hợp có kích thước khác nhau có thành phần khuẩn AOB và anammox khác nhau. 4.4.4. OLAND Là tên viết tắt của (Oxygen-Limited Autotrophic Nitrification-Denitrification).Oland cũng là một hệ xử lý Nitơ hoàn toàn tự dưỡng, có tên đầy đủ là hệ thống nitrate hóa-khử nitrate tự dưỡng trong điều kiện giới hạn oxy. Ban đầu, OLAND được phát triển trên hệ thống SBR, theo con đường gần như ngược lại với CANON. Bùn nitrate hóa hoạt tính được cấy vào bể SBR vận hành ở điều kiện giới hạn oxy và nạp nước thải tổng hợp chứa 1000 mg NH+-N/l ở các tải trọng khác nhau. Sau một thời gian, vi khuẩn NOB được phát hiện giảm dần (cỡ 107 lần), sự mất Nitơ dưới dạng khí N2 xuất hiện và tăng dần (40% với tải trọng 0,13 kg-N/m3/ngày). Cơ chế loại Nitơ được giả thiết do sự oxy hóa NH4+ thành N2 bởi NO2- với một enzym tương tự Hydroylamine oxidoreductase (HAO) của vi khuẩn nitrate hóa thông thường. 4.4.5. SNAP Là tên viết tắt (Single-stage Nitrogen removal using Anammox and Partial Nitritation). Cũng là quá trình xử lý Nitơ trên cơ sở kết hợp nitrite hóa bán phần và Anammox trong một bể phản ứng, SNAP sử dụng vật liệu sợi tổng hợp acrylic làm vật liệu bám cho vi khuẩn AOB và Anammox. Bùn hoạt tính được dùng để cấy ban đầu, sau thời gian dài vận hành qua các giai đoạn nitrite hóa thì vi khuẩn Anammox sinh trưởng và kết hợp với vi khuẩn AOB cùng bám trên vật liệu chuyển hóa phần lớn amoni ban đầu thành khí Nitơ. Kết quả nghiên cứu trong phòng thí nghiệm với bể phản ứng 5 lít và trên nước thải tổng hợp cho thấy SNAP có thể đạt hiệu suất loại bỏ Nitơ 80% với tải trọng đến 1 kg-N/m3/ngày. Với vật liệu bám rất nhẹ, bề mặt riêng lớn (146.5 m2/m3) và khả năng bám cao (0.5 – 0.6 g-SS/g-vật liệu), SNAP có ưu thế trong việc đưa vào xây dựng và áp dụng thực tế. Kết quả phân tích 16s rDNA cho thấy bùn SNAP chứa các vi khuẩn AOB có mức độ tương tự cao với Nitrosomonas europaea, vi khuẩn anammox rất gần với dòng KU-2 và vi khuẩn NOB tương tự Nitrospira sp. 4.5. Ứng dụng thực vật bậc thấp hấp thu hợp chất Nitơ trong nước thải 4.5.1. Xử lý nước thải bằng tảo Tảo là nhóm vi sinh vật có khả năng quang hợp, chúng có thể ở dạng đơn bào (vài loài có kích thước nhỏ hơn một số vi khuẩn), hoặc đa bào (như các loài rong biển, có chiều dài tới vài mét). Các nhà phân loại thực vật dựa trên các loại sản phẩm mà tảo tổng hợp được và chứa trong tế bào của chúng, các loại sắc tố của tảo để phân loại chúng. Hình 4.4. Một số loài tảo tiêu biểu Tảo có tốc độ sinh trưởng nhanh, chịu đựng được các thay đổi của môi trường, có khả năng phát triển trong nước thải, có giá trị dinh dưỡng và hàm lượng protein cao, do đó người ta đã lợi dụng các đặc điểm này của tảo để: Xử lý nước thải và tái sử dụng chất dinh dưỡng. Các hoạt động sinh học trong các ao nuôi tảo lấy đi các chất hữu cơ và dinh dưỡng của nước thải chuyển đổi thành các chất dinh dưỡng trong tế bào tảo qua quá trình quang hợp. Hầu hết các loại nước thải đô thị, nông nghiệp, phân gia súc đều có thể được xử lý bằng hệ thống ao tảo. Biến năng lượng mặt trời sang năng lượng trong các cơ thể sinh vật. Tảo dùng năng lượng mặt trời để quang hợp tạo nên đường, tinh bột... Do đó việc sử dụng tảo để xử lý nước thải được coi là một phương pháp hữu hiệu để chuyển đổi năng lượng mặt trời thành năng lượng của cơ thể sống. Tiêu diệt các mầm bệnh, thông qua việc xử lý nước thải bằng cách nuôi tảo các mầm bệnh có trong nước thải sẽ bị tiêu diệt do các yếu tố sau đây: Sự thay đổi pH trong ngày của ao tảo do ảnh hưởng của quá trình quang hợp Các độc tố tiết ra từ tế bào tảo Sự tiếp xúc của các mầm bệnh với bức xạ mặt trời (UV) Thông thường người ta kết hợp việc xử lý nước thải và sản xuất và thu hoạch tảo để loại bỏ chất hữu cơ trong nước thải. Tuy nhiên tảo rất khó thu hoạch (do kích thước rất nhỏ), đa số có thành tế bào dày do đó các động vật rất khó tiêu hóa, thường bị nhiễm bẩn bởi kim loại nặng, thuốc trừ sâu, các mầm bệnh còn lại trong nước thải. Các yếu tố cần thiết cho quá trình xử lý nước thải bằng tảo Dưỡng chất: ammonia là nguồn đạm chính cho tảo tổng hợp nên protein của tế bào thông qua quá trình quang hợp. Phospho, Mg và K cũng là các dưỡng chất ảnh hưởng đến sự phát triển của tảo. Tỉ lệ P, Mg và K trong các tế bào tảo là 1,5 : 1 : 0,5. Độ sâu của ao tảo: độ sâu của ao tảo được lựa chọn trên cơ sở tối ưu hóa khả năng của nguồn sáng trong quá trình tổng hợp của tảo. Theo các cơ sở lý thuyết thì độ sâu tối đa của ao tảo khoảng 4,5 – 5 inches (12,5cm). Nhưng những thí nghiệm trên mô hình cho thấy độ sâu tối ưu nằm trong khoảng 8 – 10 inches (20 – 25 cm). Tuy nhiên trong thực tế sản xuất, độ sâu của ao tảo nên lớn hơn 20cm (và nằm trong khoảng 40 – 50 cm) để tạo thời gian lưu tồn chất thải trong ao tảo thích hợp và trừ hao thể tích mất đi do cặn lắng. Thời gian lưu tồn của nước thải trong ao (HRT): thời gian lưu tồn của nước thải tối ưu là thời gian cần thiết để các chất dinh dưỡng trong nước thải chuyển đổi thành chất dinh dưỡng trong tế bào tảo. Thường thì người ta chọn thời gian lưu tồn của nước thải trong các ao lớn hơn 1,8 ngày và nhỏ hơn 8 ngày. Lượng BOD nạp cho ao tảo: lượng BOD nạp cho ao tảo ảnh hưởng đến năng suất tảo vì nếu lượng BOD nạp qúa cao môi trường trong ao tảo sẽ trở nên yếm khí ảnh hưởng đến quá trình cộng sinh của tảo và vi khuẩn. Một số thí nghiệm ở Thái Lan cho thấy trong điều kiện nhiệt đới độ sâu của ao tảo là 0,35 m, HRT là 1,5 ngày và lượng BOD nạp là 336 kg/(ha/ngày) là tối ưu cho các ao tảo và năng suất tảo đạt được là 390 kg /(ha/ngày). Khuấy trộn và hoàn lưu: quá trình khuấy trộn trong các ao tảo rất cần thiết nhằm ngăn không cho các tế bào tảo lắng xuống đáy và tạo điều kiện cho các dinh dưỡng tiếp xúc với tảo thúc đẩy quá trình quang hợp. Trong các ao tảo lớn khuấy trộn còn ngăn được quá trình phân tầng nhiệt độ trong ao tảo và yếm khí ở đáy ao tảo. Nhưng việc khuấy trộn cũng tạo nên bất lợi vì nó làm cho các cặn lắng nổi lên và ngăn cản quá trình khuếch tán ánh sáng vào ao tảo. Moraine và các cộng sự viên (1979) cho rằng tốc độ dòng chảy trong ao tảo chỉ nên ở khoảng 5 cm/s. Hoàn lưu giúp cho ao tảo giữ lại được các tế bào vi khuẩn và tảo còn hoạt động, giúp cho quá trình thông thoáng khí, thúc đẩy nhanh các phản ứng trong ao tảo. 4.5.2. Bèo tây Bèo tây là loại thực vật sống ở nước ngọt, phổ biến rộng rãi trên thế giới. Bèo tây có sự phân biệt rõ ràng giữa lá, hoa, thân và rễ cây. Phần gốc và rễ nằm trong nước, thân cây bèo rất xốp và thường được chứa một bộ phận phình to ra đóng vai trò của một phao nổi, là bèo khá dày. Kích thước của bèo tây khác nhau, tùy thuộc vào điều kiện khí hậu và dinh dưỡng. Độ dài của bèo kể từ hoa đến phần cuối rễ nằm trong khoảng 30 cm – 1,5 m. Do có bộ rễ dài và khá rậm, bèo tây đóng vai trò hỗ trợ các loại vi sinh vật phát triển với tư cách là chất mang và rễ bèo đóng vai trò chất lọc làm trong nước. Với thân xốp, rễ dài, bèo có khả năng vận chuyển oxy từ lá, qua thân đến rễ và vào môi trường nước rất hiệu quả, tạo điều kiện cho vi sinh vật hiếu khí ở tầng nước sâu hoạt động. Hình 4.5. Bèo tây (lục bình) Khả năng thấm oxy từ khí quyển trong các ao bèo có mật độ nuôi trồng cao bị hạn chế do bị che chắn bởi lá và thân bèo. Tác dụng loại bỏ dinh dưỡng của bèo dựa trên hai đặc trưng chính là tốc độ tăng sinh khối và hàm lượng protein cao trong sinh khối của bèo(15 – 22%). Bèo tây là loại thủy thực vật được sử dụng rộng rãi nhất trong các ao hồ xử lý nước thải. Ao hồ chứa bèo dùng để xử lý có thể chia ra làm ba loại dựa trên đặc trưng tình trạng oxy hòa tan trong nước: hiếu khí tự nhiên, hiếu khí có bổ sung thêm oxy và loại tùy nghi. Hồ hiếu khí tự nhiên có khả năng xử lý nước thải đạt mức độ cấp hai hoặc xử lý hợp chất Nitơ phụ thuộc vào mức độ ô nhiễm hữu cơ của nước thải, đó là loại thông dụng nhất hiện nay. Ưu điểm của loại ao hiếu khí tự nhiên là ít sinh ra ruồi muỗi, côn trùng, ít gây mùi hôi. Các ao hồ có vị trí không quá nhạy cảm với mùi, hồ nuôi bèo có thể sục khí bổ sung để xử lý các dòng thải có mức độ ô nhiễm hữu cơ cao và tiết kiệm diện tích. Loại hồ nuôi bèo tây tùy nghi có hiệu quả xử lý cao, chịu được loại nước thải có độ ô nhiễm lớn, nhược điểm chính của nó là gây mùi và hấp dẫn với muỗi và côn trùng. Bèo có tác dụng hạn chế hay ngăn chặn tảo phát triển do che chắn ánh sáng từ trên bề mặt hoặc kết hợp với hồ sinh học cao tải để tách loại tảo nhằm tận dụng khả năng cử lý dinh dưỡng của tảo. Thông số kỹ thuật dùng để thiết kế ao hồ nuôi bèo tây gồm: thời gian lưu thủy vực, độ sâu của lớp nước. Tải lượng hữu cơ là yếu tố quan trọng nhất. Hệ xử lý bao gồm nhiều ngăn nối tiếp nhau, độ sâu của các ngăn cuối thường được thiết kế lớn hơn do rễ bèo có xu hướng phát triển hơn về chiều dài khi khả năng cấp chất dinh dưỡng giảm. Để thích nghi với điều kiện biến động của thủy văn địa phương, hệ nuôi bèo cần được thiết kế đầu xả có khả năng điều chỉnh được mức nước trong hồ. 4.5.3. Hệ xử lý trồng thảm lau sậy Lau sậy là loài cây có thể sống trong những điều kiện thời tiết khắc nghiệt nhất. Hệ sinh vật xung quanh rễ của chúng vô cùng phong phú, có thể phân hủy chất hữu cơ (N,P) và hấp thụ kim loại nặng trong nhiều loại nước thải khác nhau. Phương pháp dùng lau sậy xử lý nước thải do Giáo sư Kathe Seidel người Đức đưa ra từ những năm 60 của thế kỷ 20. Khi nghiên cứu khả năng phân huỷ các chất hữu cơ của cây cối, ông nhận thấy điểm mạnh của phương pháp này chính là tác dụng đồng thời giữa rễ, cây và các vi sinh vật tập trung quanh rễ. Trong đó, loại cây có nhiều ưu điểm nhất là lau sậy. Không như các cây khác tiếp nhận oxy không khí qua khe hở trong đất và rễ, lau sậy có một cơ cấu chuyển oxy ở bên trong từ trên ngọn cho tới tận rễ. Quá trình này cũng diễn ra trong giai đoạn tạm ngừng sinh trưởng của cây.  Hình 4.6. Cây lau sậy Như vậy, rễ và toàn bộ cây lau sậy có thể sống trong những điều kiện thời tiết khắc nghiệt nhất. Oxy được rễ thải vào khu vực xung quanh và được vi sinh vật sử dụng cho quá trình phân hủy hoá học. Ước tính, số lượng vi khuẩn trong đất quanh rễ loại cây này có thể nhiều như số vi khuẩn trong các bể hiếu khí kỹ thuật, đồng thời phong phú hơn về chủng loại từ 10 – 100 lần. Chính vì vậy, các cánh đồng lau sậy có thể xử lý được nhiều loại nước thải có chất độc hại khác nhau và nồng độ ô nhiễm lớn. Hiệu quả xử lý nước thải sinh hoạt (với các thông số như amoni, nitrat, BOD5, COD, colifom) đạt tỷ lệ phân huỷ 92-95%.  Mật độ vi sinh vật trong các hệ xử lý trồng các loại thực vật trên cao hơn so với cùng không có cây trồng, trên rễ cao hơn so với lớp giá đỡ (sỏi) mà cây mọc trên đó. Bảng 4.2. So sánh mật độ vi sinh vật trên giá đỡ và vùng rễ của thực vật trong hệ xử lý nước chảy ngầm Môi trường Vi khuẩn Xạ khuẩn Nấm Sỏi không trồng cây 0,6 . 106 3,1. 104 1,0. 103 Sỏi trồng cỏ nến 1,6. 106 1,4. 105 4,0. 103 Rễ cỏ nến 3,5. 106 2,5. 106 2,8. 104 Sỏi trồng cây sậy 1,2. 107 2,8. 105 1,1. 105 Rễ cây sậy 6,6 . 109 1,3. 106 1,6. 106 (Nguồn: XL nước thải giàu hợp chất N và P, Lê Văn Cát, 2007) Như vậy, mật độ vi sinh vật ở rễ cây sậy hay cỏ nến cao hơn tren sỏi không trồng cây từ 103 – 104, chứng tỏ vai trò của thực vật trong hệ, vi sinh vật trong đó chủ yếu là vi khuẩn. Mặc dù mật độ vi khuẩn cao nhưng hoạt tính enzym của nó đối với cơ chất không cao nên chúng chỉ có thể phân hủy chất hữu cơ có cấu trúc đơn giản. Ngược lại, nấm và xạ khuẩn có khả năng thủy phân chất hữu cơ cao, chúng có khả năng tiết ra các loại enzym amylase, protease, chitinase, xylanase, và cellulase. Với những đặc điểm đã nêu, hệ thảm thực vật họ sậy có tác dụng xử lý nước thải trên nhiều phương diện, kể cả tách loại các vi khuẩn gây bệnh thông qua các cơ chế xảy ra trong hệ. Bảng 4.3. Cơ chế xử lý các thành phần ô nhiễm trong nước thải của hệ thực vật lau, sậy Thành phần tạp chất Cơ chế xử lý Cặn không tan Lắng, lọc, hấp phụ BOD Lắng, lọc, phân hủy tạo ra sản phẩm CO2, H2O, NH3 do các vi sinh vật bám trên cây, rễ và lớp đệm. Hợp chất Nitơ Chủ yếu do Nitrate hóa – khử Nitrate Kim loại nặng Kết tủa do thay đổi pH, lắng và hấp phụ trên màng vi sinh bám trên cây và rễ. Vi khuẩn gây bệnh Lắng, lọc, chết, tiêu diệt lẫn nhau. Chât kháng sinh tiết ra từ rễ và thân cây chết. (Nguồn: XL nước thải giàu hợp chất N và P, Lê Văn Cát, 2007) Do vậy, việc áp dụng phương pháp xử lý nước thải bằng lau sậy sẽ rất hiệu quả. Cánh đồng lau sậy có thể được làm như sau: lợi dụng các vùng đất bỏ hoang chia làm nhiều ô, diện tích mỗi ô khoảng 0,4ha và có cấu tạo gồm: trên cùng là lau sậy được trồng với mật độ 20 cây/m2 trên lớp đất và phân. Lớp tiếp theo là cát 0,1 mét, rồi đến lớp sỏi cỡ lớn dày 0,55 mét và sỏi nhỏ 0,25 mét. Ở độ sâu 0,7 mét, cứ cách 10 mét đặt các ống thoát nước đường kính 100 mm.     Tải trọng lọc trên cánh đồng lau sậy đạt 750 m3/ha/ngày. Quy trình hoạt động: nước thải tập trung từ bồn chứa được bơm vào bãi thấm qua “bộ lọc” là tấm thảm rễ lau sậy, sau đó tiếp tục thấm qua các lớp vật liệu lọc, rồi chảy xuống các ống thoát nằm phía dưới và thải ra tự nhiên. Nước sau xử lý đạt tiêu chuẩn loại B. Độ pH và các chỉ số sinh hoá ổn định cho phép vi sinh vật hoạt động bình thường, riêng chất rắn lơ lửng đạt loại A (50mg/l). CHƯƠNG 5 KẾT LUẬN VÀ ĐỀ XUẤT 5.1. Kết luận Xử lý Nitơ trong nước thải bằng phương pháp sinh học là phương pháp xử lý rất hiệu quả cùng với các phương pháp hóa học và hóa lý. Trong 7 tuần thực hiện khóa luận, các vấn đề đã được tìm hiểu và trình bày trong khóa luận bao gồm: Tìm hiểu nguồn gốc, các dạng tồn tại của Nitơ trong nước và các yếu tố ảnh hưởng đến môi trường. Bản chất các quá trình sinh học chuyển hóa các hợp chất chứa Nitơ được ứng dụng trong kỹ thuật xử lý nước và nước thải. Một số ứng dụng điển hình của các quá trình sinh học để xử lý các hợp chất chứa Nitơ trong nước và nước thải. Việc hiểu biết rõ các đặc điểm trên sẽ giúp cho quá trình thiết kế cũng như vận hành các công trình xử lý nước thải bằng phương pháp sinh học được dễ dàng và hiệu quả hơn. 5.2. Đề xuất Hiện nay, hầu như các tài liệu về phương pháp sinh học loại bỏ Nitơ trong nước thải còn và nằm tản mạng trong một số giáo trình, sách,…khác nhau nên đó là hạn chế đó là vấn đề khó khăn hiện nay. Do đó, cần tập hợp lại các vấn đề chung khi xử lý Nitơ bằng các phương pháp hóa lý, hóa học và sinh học, đồng thời có thể tập hợp các vấn đề có liên quan đến xử lý phospho trong nước thải bằng phương pháp sinh học. Khi đó, những tài liệu còn thiếu về quá trình sẽ được bổ sung đầy đủ hơn, cho ta cái nhìn rõ nét hơn về phương pháp xử lý Nitơ và phospho trong nước thải. TÀI LIỆU THAM KHẢO [1] Lê Văn Cát – Xử Lý Nước Thải Giàu Nitơ Và Photpho –Nhà Xuất Bản Hà Nội, 2007 [2] PGS. TS Lương Đức Phẩm – Công Nghệ Xử Lý Nước Thải Bằng Biện Pháp Sinh Học – Nhà Xuất Bản Giáo Dục Việt Nam. [3] Nguyễn Lân Dũng, Nguyễn Đình Quyến, Phạm Văn Ty - Vi Sinh Vật Học – Nhà Xuất Bản Giáo Dục [4] PGS. TS. Nguyễn Văn Phước – Giáo Trình Xử Lý Nước Thải Sinh Hoạt Và Công Nghiệp Bằng Phương Pháp Sinh Học – Nhà Xuất Bản Xây Dựng – 2007 [5] Trần Cẩm Vân – Giáo Trình Vi Sinh Vật Môi Trường – Nhà Xuất Bản Đại Học Quốc Gia Hà Nội [6] GS.PTS Trần Hiếu Nhuệ - Quá Trình Vi Sinh Vật Trong Công Trình Cấp Thoát Nước TÀI LIỆU INTERNET [1] www.xulynuocthai.net [2] www.khoahoc.com.vn [3] www.wikipedia [4] [5] [6] [7]