Nghiên cứu xử lý nitơ trong nước thải sinh hoạt bằng quá trình Anammox sử dụng giá thể vi sinh cố định

Nghiên cứu xử lý nitơ trong nước thải sinh hoạt bằng quá trình Anammox sử dụng giá thể vi sinh cố định.Nghiên cứu xử lý nitơ trong nước thải sinh hoạt bằng quá trình Anammox sử dụng giá thể vi sinh cố định.Nghiên cứu xử lý nitơ trong nước thải sinh hoạt bằng quá trình Anammox sử dụng giá thể vi sinh cố định.Nghiên cứu xử lý nitơ trong nước thải sinh hoạt bằng quá trình Anammox sử dụng giá thể vi sinh cố định.Nghiên cứu xử lý nitơ trong nước thải sinh hoạt bằng quá trình Anammox sử dụng giá thể vi sinh cố định.Nghiên cứu xử lý nitơ trong nước thải sinh hoạt bằng quá trình Anammox sử dụng giá thể vi sinh cố định.Nghiên cứu xử lý nitơ trong nước thải sinh hoạt bằng quá trình Anammox sử dụng giá thể vi sinh cố định.Nghiên cứu xử lý nitơ trong nước thải sinh hoạt bằng quá trình Anammox sử dụng giá thể vi sinh cố định.Nghiên cứu xử lý nitơ trong nước thải sinh hoạt bằng quá trình Anammox sử dụng giá thể vi sinh cố định.Nghiên cứu xử lý nitơ trong nước thải sinh hoạt bằng quá trình Anammox sử dụng giá thể vi sinh cố định.Nghiên cứu xử lý nitơ trong nước thải sinh hoạt bằng quá trình Anammox sử dụng giá thể vi sinh cố định.Nghiên cứu xử lý nitơ trong nước thải sinh hoạt bằng quá trình Anammox sử dụng giá thể vi sinh cố định.

Tính cấp thiết của luận án ………………………………………………………… 1 2 Mục tiêu của luận án ……………………………………………………………… 2 3 Đối tượng và phạm vi nghiên cứu của luận án

Với sự phát triển nhanh chóng của đô thị, lượng nước thải xả ra hàng ngày ngày càng tăng, tạo ra nhiều thách thức cho môi trường Dự báo đến năm 2035, Việt Nam sẽ có khoảng 106,3 triệu dân, trong đó có 47,87 triệu dân sống tại các đô thị, dẫn đến nhu cầu xử lý khoảng 7,63 triệu m³ nước thải mỗi ngày Hiện tại, cả nước có khoảng 70 nhà máy xử lý nước thải tập trung, chủ yếu phục vụ cho hệ thống thoát nước chung, và chỉ có 3 nhà máy xử lý nước thải từ hệ thống thoát nước riêng Bên cạnh đó, bể tự hoại vẫn là phương pháp chính để xử lý sơ bộ nước thải sinh hoạt cho hơn 90% hộ gia đình tại các đô thị kết nối với hệ thống thoát nước chung.

Nước thải sinh hoạt, được hình thành từ hoạt động hàng ngày của con người, chứa nhiều chất bẩn lơ lửng, hợp chất hữu cơ, vi sinh vật và chất dinh dưỡng cần được xử lý trước khi thải ra môi trường Việc loại bỏ các hợp chất hữu cơ và kiểm soát nồng độ nitơ là rất quan trọng, vì đây là các chất dinh dưỡng giới hạn trong nguồn nước tự nhiên Theo Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia QCVN 14:2008/BTNMT, nồng độ amoni và nitrat trong nước thải sinh hoạt trước khi xả vào nguồn tiếp nhận loại A phải đạt 5mg/L và 30mg/L, trong khi đối với nguồn loại B, các mức này lần lượt là 10mg/L và 50mg/L.

Các công nghệ xử lý nước thải tại Việt Nam hiện nay như bể lọc sinh học nhỏ giọt và công nghệ bùn hoạt tính truyền thống (CAS) không thể xử lý nitơ hiệu quả Những công nghệ như AO, A2O, SBR, mặc dù có khả năng nitrat hoá/khử nitrat, lại yêu cầu tuần hoàn bùn, cung cấp lượng khí lớn hoặc bổ sung cacbon từ bên ngoài, dẫn đến tiêu thụ năng lượng cao và tạo ra nhiều bùn Trong bối cảnh toàn cầu đang hướng tới công nghệ xử lý nước thải tiết kiệm năng lượng, giảm phát thải cacbon và thân thiện với môi trường, việc nghiên cứu và áp dụng công nghệ xử lý nitơ mới là cần thiết.

2 khắc phục được những nhược điểm của công nghệ truyền thống (dựa trên cơ sở của quá trình nitrat hoá/khử nitrat) là rất cần thiết.

Quá trình Anammox trong xử lý nitơ bằng phương pháp oxi hoá kỵ khí mang lại nhiều lợi ích như không cần bổ sung nguồn cacbon, tiết kiệm năng lượng sục khí, giảm lượng bùn sinh ra, hạn chế khí nhà kính và tiết kiệm diện tích công trình Công nghệ này được coi là thân thiện với môi trường, phù hợp với xu hướng phát triển bền vững trong xử lý nước thải tại Việt Nam Để áp dụng Anammox vào thực tiễn, cần nghiên cứu các thông số vận hành và kỹ thuật phản ứng, cũng như các yếu tố ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý Giá thể vi sinh cố định, như vật liệu Felibendy với cấu trúc cứng, bền và xốp, đóng vai trò quan trọng trong việc hỗ trợ vi sinh vật dính bám, do đó đã được lựa chọn cho mô hình thí nghiệm.

Luận án “Nghiên cứu xử lý nitơ trong nước thải sinh hoạt bằng quá trình Anammox sử dụng giá thể vi sinh cố định” là bước quan trọng nhằm ứng dụng hiệu quả công nghệ Anammox trong xử lý nitơ từ nước thải sinh hoạt tại Việt Nam.

2 Mục tiêu của luận án.

Bài viết đánh giá khả năng sử dụng giá thể vi sinh cố định Felibendy trong việc loại bỏ nitơ qua quá trình Anammox Nghiên cứu này thực hiện trong mô hình Anammox (AX) bằng kỹ thuật phản ứng tầng cố định, nhằm xác định hiệu quả của phương pháp này trong xử lý nước thải.

Đánh giá khả năng loại bỏ nitơ trong nước thải sinh hoạt thực tế thông qua quá trình nitrit hoá bán phần và Anammox sử dụng giá thể vi sinh cố định Felibendy Phương pháp này không chỉ hiệu quả trong việc xử lý nitơ mà còn góp phần bảo vệ môi trường nước Việc áp dụng công nghệ này giúp tối ưu hóa quy trình xử lý nước thải, giảm thiểu ô nhiễm và nâng cao chất lượng nước đầu ra.

Nghiên cứu này đánh giá ảnh hưởng của hàm lượng chất hữu cơ trong nước thải, được đo bằng chỉ số COD, đến hiệu quả xử lý nitơ trong quá trình Anammox Đồng thời, bài viết cũng xác định các thông số động học của quá trình Anammox với các tỉ lệ C/N khác nhau trong nước thải.

3 Đối tượng và phạm vi nghiên cứu của luận án Đối tượng nghiên cứu:

- Quá trình Anammox với kỹ thuật phản ứng tầng cố định

- Các hợp chất chứa nitơ vô cơ trong nước thải sinh hoạt

Nước thải sinh hoạt từ ký túc xá trường Đại học Xây Dựng Hà Nội, bao gồm nước thải nhân tạo và nước thải thực tế sau bể tự hoại, là đối tượng nghiên cứu điển hình trong việc phân tích và xử lý nước thải.

Nghiên cứu này tập trung vào việc xử lý nước thải sinh hoạt tại các đô thị Việt Nam bằng cách áp dụng mô hình PN và AX, sử dụng giá thể vi sinh cố định Felibendy trong điều kiện phòng thí nghiệm.

Cơ sở khoa học của luận án

Xử lý nitơ trong nước thải sinh hoạt bằng công nghệ Anammox kết hợp quá trình nitrit hoá bán phần và Anammox Quá trình nitrit hoá bán phần diễn ra với sự tham gia của vi khuẩn Nitrosomonas, giúp oxi hoá một phần amoni thành nitrit Tiếp theo, trong điều kiện kỵ khí, amoni được oxi hoá thông qua quá trình Anammox, trong đó nitrit đóng vai trò là chất nhận điện tử, dẫn đến sự hình thành nitơ phân tử với sự hỗ trợ của vi khuẩn tự dưỡng Planctomycetes.

Dựa trên nguyên lý vi sinh vật sinh trưởng dính bám, việc sử dụng giá thể mang trong quá trình xử lý không chỉ làm tăng mật độ vi khuẩn trên bề mặt mà còn nâng cao hiệu quả xử lý.

Dựa trên các phương trình của mô hình động học cơ bản, bao gồm mô hình động học bậc 1, mô hình động học bậc 2 Grau và mô hình Stover Kincannon, nghiên cứu này tập trung vào cơ chế chuyển hóa sinh học các chất trong nước thải Các mô hình này cung cấp cái nhìn sâu sắc về quá trình xử lý nước thải và hiệu quả của các phương pháp sinh học.

Nội dung nghiên cứu ……………………………………………………………… 4 6 Phương pháp nghiên cứu…

Luận án này tập trung vào việc nghiên cứu và đánh giá các công nghệ xử lý nitơ trong nước thải sinh hoạt, bao gồm tổng quan về đặc tính nước thải và ứng dụng công nghệ Anammox tại Việt Nam và thế giới Nghiên cứu cũng xem xét cơ sở khoa học của quá trình nitrit hóa bán phần và Anammox, nhằm hiểu rõ cơ chế xử lý và các yếu tố ảnh hưởng Thực nghiệm được tiến hành trên mô hình Anammox với kỹ thuật phản ứng tầng cố định, sử dụng giá thể vi sinh cố định Felibendy để đánh giá hiệu quả xử lý Cuối cùng, nghiên cứu cũng thực hiện trên hệ mô hình PN/AX để đánh giá hiệu quả loại bỏ hợp chất nitơ trong nước thải sinh hoạt, xác định thời gian lưu nước và sự tồn tại của vi khuẩn.

Nghiên cứu Planctomycetes trên giá thể Felibendy trong mô hình xử lý nước thải sinh hoạt thực tế thông qua kỹ thuật PCR đã được thực hiện Ba phương trình động học bậc 1, bậc 2 Grau và Stover Kincannon được xem xét để lựa chọn phương trình phù hợp cho quá trình nitrit hoá bán phần và Anammox Đồng thời, nghiên cứu cũng đánh giá ảnh hưởng của hàm lượng chất hữu cơ đến hiệu quả quá trình Anammox, xác định các thông số của phương trình Stover Kincannon mô phỏng quá trình Anammox tương ứng với các tỉ lệ C/N trong nước thải đô thị.

Phương pháp tổng quan bao gồm việc thu thập tài liệu về các phương pháp và lý thuyết liên quan đến xử lý amoni trong nước thải Nghiên cứu tập trung vào quá trình nitrit hoá bán phần, quá trình Anammox, cùng với các yếu tố ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý amoni trong nước thải.

Phương pháp kế thừa là việc áp dụng mô hình thí nghiệm và kết quả từ các nghiên cứu liên quan, nhằm lựa chọn những điểm nghiên cứu hữu ích cho việc phân tích các thông số vận hành như thời gian lưu nước, nhiệt độ và pH.

Phương pháp thực nghiệm được thực hiện qua việc thiết lập và vận hành mô hình thí nghiệm PN/AX sử dụng kỹ thuật phản ứng tầng cố định với giá thể Felibendy Các chỉ tiêu của nước thải như NH4+-N, NO2 N, NO3 N, và COD được phân tích tại phòng thí nghiệm bộ môn Cấp thoát nước, trường Đại học Xây dựng Hà Nội Mục tiêu là cung cấp số liệu tin cậy để đánh giá hiệu quả hoạt động của mô hình.

- Phương pháp tổng hợp, phân tích: tổng hợp các kết quả thí nghiệm, phân tích số liệu thí nghiệm đánh giá các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình.

Phương pháp thống kê và xử lý số liệu được thực hiện bằng phần mềm Microsoft Excel, cho phép người dùng xử lý dữ liệu và tạo đồ thị để minh họa diễn biến của quá trình thí nghiệm theo thời gian và tỷ lệ C/N.

Phương pháp so sánh và đối chiếu là một kỹ thuật quan trọng trong nghiên cứu, cho phép chúng ta so sánh kết quả của nghiên cứu hiện tại với những nghiên cứu khác có liên quan Bằng cách này, chúng ta có thể đánh giá tính chính xác và độ tin cậy của kết quả thực nghiệm, đồng thời đối chiếu chúng với lý thuyết đã được thiết lập trước đó.

Phương pháp chuyên gia là cách tiếp cận hiệu quả để thu thập ý kiến từ các chuyên gia trong ngành thông qua các buổi hội thảo chuyên đề và hội thảo mở rộng Phương pháp này giúp định hướng nghiên cứu và đánh giá độ tin cậy của các kết quả đạt được.

Những đóng góp mới của luận án ………………………………………………… 5 8 Ý nghĩa khoa học và thực tiễn của luận án

Thời gian lưu thủy lực tối ưu cho mô hình PN và mô hình AX sử dụng giá thể vi sinh cố định Felibendy trong việc xử lý các hợp chất chứa nitơ trong nước thải sinh hoạt được xác định là 9 giờ cho mô hình PN và 6 giờ cho mô hình AX.

- Xác định được ngưỡng ức chế đối với quá trình Anammox trong mô hình

AX bởi hàm lượng các chất hữu cơ (tính theo COD) là 300mg/L.

- Xác định được hằng số tốc độ tiêu thụ lớn nhất U max và hằng số bán bão hoà

KB của phương trình động học Stover Kincannon cho quá trình Anammox tương ứng với các tỉ lệ C/N khác nhau.

8 Ý nghĩa khoa học và thực tiễn của luận án Ý nghĩa khoa học

- Nghiên cứu đã xác định được thời gian lưu nước phù hợp trong mô hình PN và mô hình AX sử dụng giá thể vi sinh cố định Felibendy.

- Nghiên cứu đã đánh giá được ảnh hưởng của hàm lượng chất hữu cơ trong nước thải đến quá trình Anammox (COD>300 mg/L) gây ức chế quá trình Anammox.

Nghiên cứu đã chỉ ra rằng mô hình Stover Kincannon là phù hợp để mô tả động học của quá trình Anammox khi sử dụng giá thể vi sinh cố định (Felibendy) Đồng thời, các thông số động học Umax và KB của mô hình Stover Kincannon đã được xác định với các tỉ lệ C/N khác nhau, mang lại ý nghĩa thực tiễn quan trọng cho việc tối ưu hóa quá trình xử lý nước thải.

- Thời gian lưu thủy lực đã xác định trong nghiên cứu (9h đối với mô hình

PN và 6h trong mô hình AX là các thông số quan trọng cho thiết kế công trình xử lý nitơ, áp dụng quá trình nitrit hóa bán phần và Anammox.

Các thông số động học U max và KB trong mô hình Stover Kincannon có thể được áp dụng để dự đoán chất lượng nước đầu ra cũng như hiệu quả của quy trình xử lý nước.

Cấu trúc luận án

Cấu trúc luận án gồm:

Chương 1: Tổng quan về các vấn đề liên quan đến xử lý nitơ trong nước thải sinh hoạt

Chương 2: Cơ sở khoa học quá trình xử lý nitơ ứng dụng quá trình nitrit hoá bán phần và quá trình Anammox

Chương 3: Phương pháp nghiên cứu

Chương 4: Kết quả và thảo luận

Kết luận và kiến nghị

Thí nghiệm 3: Mô hình AX1, AX2, AX3 Đánh giá ảnh hưởng của hàm lượng chất hữu cơ đến quá trình Anammox.

Lưạ chọn phương trình động học phù hợp đối với quá trình PN và Anammox

Xác định HRT phù hợp với quá trình nitrit hoá bán phần và Anammox Mục tiêu 2

Hình M.1 Sơ đồ nội dung nghiên cứu của luận án Đặt vấn đề nghiên cứu

Tổng quan về giá thể vi sinh sử dụng trong quá trình Anammox

Tổng quan về quá trình Anammox

Tổng quan về công nghệ xử lý nitơ trong

Kết luận và kiến nghị

Nghiên cứu cơ sở khoa học xử lý nitơ ứng dụng quá trình nitrit hoá bán phần và Anammox

Thí nghiệm 2: Hệ mô hình PN/AX Đánh giá hiệu quả loại bỏ nitơ trong nước thải sinh hoạt bằng quá trình nitrit hoá bán phần và Anammox

Mô hình AX Đánh giá hiệu quả loại bỏ nitơ của mô hình

AX với giá thể vi sinh cố định

Hiệu quả và Hiệu quả khả năng sử loại bỏ nitơ dụng giá thể trong nước vi sinh cố thải sinh định hoạt bằng

Felibendy quá trình để xử lý nitrit hoá nitơ trong bán phần mô hình AX và

Xác định ảnh hưởng của hàm lượng chất hữu cơ (COD) đến qúa trình Anammox

Xây dựng phương trình động học Stover Kincannon đối với các tỉ lệ C/N khác nhau

TỔNG QUAN VỀ CÁC VẤN ĐỀ LIÊN QUAN ĐẾN XỬ LÝ NITƠ

Tổng quan về các phương pháp xử lý nitơ trong nước thải

Phương pháp hoá lý bao gồm: Thổi khí, trao đổi ion.

Giải pháp này thực hiện qua hai giai đoạn:

- Chuyển hóa NH4 + thành NH3 dạng tự do bằng cách nâng cao độ pH (từ 9 đến

11) nhờ dung dịch kiềm NaOH, phản ứng xảy ra như sau:

- Giải phóng NH3 bằng cách thổi khí cưỡng bức qua tháp Stripping.

Phương pháp này hiệu quả trong việc tách hầu hết NH3 ra khỏi nước, nhưng yêu cầu lượng không khí sục lớn và thời gian sục khí kéo dài, dẫn đến chi phí năng lượng cao Ngoài ra, khi lượng NH3 thải ra lớn, cần xử lý qua dung dịch axit trước khi thải ra môi trường.

2 Phương pháp trao đổi ion

Trao đổi ion là quá trình mà ion của chất trao đổi (dạng rắn) hoán đổi với ion khác cùng dấu trong nước Các ion dương được trao đổi trên cationit, trong khi các ion âm trao đổi trên anionit Vật liệu trao đổi ion là dạng rắn không tan trong nước, có thể là vô cơ hoặc hữu cơ Để tham gia vào quá trình này, amoniac cần tồn tại dưới dạng ion dương amoni pH ảnh hưởng đến khả năng trao đổi amoni trên zeolit, với pH tối ưu cho quá trình là 6; vì ở pH thấp, amoni bị cạnh tranh bởi proton, còn ở pH cao, amoni chuyển hóa thành dạng trung hòa.

Phương pháp hóa học bao gồm: oxi hóa amoni (clo hoá đến điểm đột biến), kết tủa amoni bằng MAP (Magie Ammonium Phosphate hexahydrated).

1 Phương pháp oxi hoá amoni

Phản ứng giữa amoniac với clo hoạt tính xảy ra theo bậc:

Giữa mono và dicloamin có khả năng chuyển hóa lẫn nhau qua phản ứng:

Từ monocloamin có thể chuyển hóa tiếp tục thành dicloamin hoặc có thể xảy ra hiện tượng phân hủy (oxi hóa - khử) monocloamin tạo ra khí nitơ.

Tại điểm đột biến, phản ứng (1-6) diễn ra với tỉ lệ mol HOCl/NH3 là 7,6 Từ điểm này trở đi, lượng clo thêm vào hệ sẽ tỉ lệ thuận với lượng clo dư.

Liều lượng clo hoạt động cần thiết là rất lớn, dẫn đến sự hình thành nhiều sản phẩm độc hại, trong đó có tricloamin - một chất dễ bay hơi với mùi khó chịu Khi clo hoạt động phản ứng với các chất hữu cơ trong nước thải, nó tạo ra các hợp chất hữu cơ chứa clo, tiêu biểu là trihalometan (CHX3) và các chất khác có khả năng gây ung thư.

2 Phương pháp kết tủa amoni bằng MAP

MAP (Magie Ammonium Phosphate hexahydrated) có công thức hóa học MgNH4PO4.6H2O, là một tinh thể vô cơ màu trắng Chất này dễ tan trong môi trường axit, do đó quá trình sản xuất cần được thực hiện trong môi trường bazơ để đảm bảo phản ứng diễn ra hiệu quả.

Mg 2+ + NH4 + + PO4 3- + OH - + 5H2O = MgNH4PO4.6H2O ↓ (1- 10)

MAP là sản phẩm có thể sản xuất với công nghệ đơn giản, giúp tách và thu hồi đồng thời amoni và photpho từ nước thải Một nghiên cứu cho thấy, khi pha nước thải với 20% nước biển và sử dụng bể điện phân với anot than chì và katot inox, dòng điện tạo ra magie hidroxit, phản ứng với amoni và photpho, hình thành magie amoni photphat không tan Quá trình điện phân cũng sinh ra Cl2, có khả năng oxi hóa amoni, các chất hữu cơ và diệt khuẩn nước thải Phương pháp này đạt hiệu suất xử lý amoni từ 80-85%, và chất kết tủa tạo thành có thể được sử dụng làm phân bón.

Phương pháp sinh học: quá trình nitrat hoá/khử nitrat và quá trình Anammox.

1 Quá trình nitrat hóa/khử nitrat truyền thống

Quá trình nitrat hoá và khử nitrat hoá là yếu tố quan trọng trong chu trình nitơ của hệ sinh thái trái đất Để loại bỏ nitơ khỏi nước thải, các hợp chất nitơ cần được chuyển hoá thành nitơ phân tử (N2) thông qua hai quá trình này.

Quá trình nitrat hóa diễn ra qua hai giai đoạn chính là nitrit hóa và nitrat hóa, với sự tham gia của hai nhóm vi khuẩn tự dưỡng: vi khuẩn oxi hóa amoni (AOB) và vi khuẩn oxi hóa nitrit (NOB) Trong giai đoạn nitrit hóa, vi khuẩn Nitrosomonas là đại diện tiêu biểu nhất của nhóm AOB, bên cạnh một số chủng vi khuẩn khác.

Nitrosococcus và Nitrosopira [130] Đối với giai đoạn nitrat hoá, vi khuẩn nitrat hoá

(NOB) bao gồm Nitrobacter, Nitrosopina, Nitrococcus và Nitrospira.

Phản ứng tổng hợp khi đó là:

Kết hợp với việc quan sát sinh khối thu được, phương trình phản ứng tổng hợp của toàn bộ quá trình oxi hóa sẽ là [45]:

Khử nitrat là quá trình chuyển đổi NO3- thành các sản phẩm khí như N2, NO và N2O, nhờ vào sự hoạt động của các vi sinh vật dị dưỡng, chủ yếu là Bacillus, Micrococcus, Pseudomonas, Achromobacter và Aerobacter Trong điều kiện thiếu oxy, các vi khuẩn này sử dụng NO3- hoặc NO2- làm chất nhận điện tử cuối cùng, đồng thời khai thác các hợp chất hữu cơ như metanol, axetat, glucose và etanol để tạo ra năng lượng.

Phương trình phản ứng tổng hợp sử dụng metanol là nguồn cacbon được viết lại như sau [45]:

Phương pháp xử lý nitơ trong nước thải sinh hoạt bằng cách sinh học truyền thống tiêu tốn nhiều oxy, cụ thể là 4,57 gO2/gN-NH4 + trong quá trình nitrat hóa Đồng thời, phương pháp này cũng cần một lượng cacbon hữu cơ, khoảng 2,47 gCH3OH/gN-NO3 -, để thực hiện quá trình khử nitrat hóa hiệu quả.

Quá trình ôxi hóa ammonium kỵ khí – Anammox (viết tắt của Anaerobic

Ammonium Oxidation) được phát hiện đã khắc phục được những hạn chế của quá trình sinh học thông thường để xử lý nitơ.

Năm 1977, Broda đã dự đoán sự tồn tại của các vi khuẩn tự dưỡng có khả năng oxi hóa amoni bằng nitrit và nitrat, dựa trên các tính toán nhiệt động học.

NH4 + + NO2 - → N2 + NO3 - + 2H2O ∆G 0 = -357kJ/mol (1- 16)

Hình 1.2 Chu trình chuyển hóa nitơ với quá trình nitrat hoá/khử nitrat truyền thống

(trái) và quá trình Anammox (phải) [46]

Vào năm 1995, nhóm nghiên cứu của Mulder và cộng sự đã tiến hành thí điểm quá trình khử nitrat trong hệ thống xử lý nước thải tại Gist-brocades, Delft, Hà Lan.

Quá trình "Anaerobic Ammonium Oxidation" (Anammox) đã được phát hiện khi amoni biến mất đồng thời với sự giảm hàm lượng nitrat và tạo ra khí nitơ Quá trình này dựa trên việc chuyển hóa năng lượng từ ôxy hóa kỵ khí amoni, sử dụng nitrit làm chất nhận electron trong điều kiện tự dưỡng Anammox đóng vai trò quan trọng trong chu trình tuần hoàn nitơ tự nhiên.

Quá trình nitrat hoá Quá trình

+Cacbon hữu cơ +điều kiện kỵ khí

Quá trình nitrit hoá Quá trình nitrit hoá

Quá trình Anammox là một phương pháp hiệu quả và tiết kiệm chi phí trong việc loại bỏ nitơ trong nước thải, vì nó không yêu cầu cung cấp oxy, không cần bổ sung nguồn carbon hữu cơ và sản sinh lượng bùn rất ít.

Tổng quan một số công nghệ xử lý nitơ trong nước thải sinh hoạt… 19 1 Các công nghệ ứng dụng quá trình nitrat hoá/khử nitrat

1.3.1 Các công nghệ ứng dụng quá trình nitrat hoá/khử nitrat

1 Công nghệ oxi hóa tuần hoàn

Kênh oxi hóa tuần hoàn hoạt động dựa trên nguyên lý thổi khí bùn hoạt tính kéo dài, tạo ra các vùng hiếu khí và thiếu khí luân phiên Quá trình này giúp oxi hóa các chất hữu cơ dễ phân huỷ và ổn định bùn thông qua hô hấp nội bào, với hiệu quả xử lý đạt từ 85-95% (BOD) Đồng thời, quá trình nitrat hóa và khử nitrat diễn ra tuần tự trong các vùng hiếu khí và thiếu khí, với hiệu quả khử tổng nitơ có thể đạt từ 40-80%.

Hình 1.3 Sơ đồ dây chuyền công nghệ oxi hóa tuần hoàn [14]

2 Công nghệ thiếu khí- hiếu khí AO (Anoxic-Oxic)

Hệ thống AO là công nghệ xử lý nước thải sinh học dựa trên bùn hoạt tính, bao gồm hai ngăn thiếu khí và hiếu khí Nước thải được trộn lẫn với vi sinh vật hiếu khí thông qua hệ thống cấp không khí, trong đó vi sinh vật này sử dụng các chất ô nhiễm làm nguồn thức ăn Quá trình này diễn ra đồng thời với hai hoạt động chính: dị hóa, trong đó oxy hóa các chất hữu cơ và amoni, và đồng hóa, tạo ra sinh khối mới Oxy hóa NH4+ thành NO3- diễn ra trong ngăn hiếu khí, trong khi ngăn thiếu khí có sự tham gia của vi khuẩn Nitrobacter, giúp chuyển hóa nitrat thành khí nitơ tự do.

Bể thiếu khí thường được lắp đặt trước bể hiếu khí nhằm tận dụng nguồn cacbon từ nước thải và bùn hoạt tính, cần được tuần hoàn từ bể lắng về bể thiếu khí Để tiến hành quá trình khử nitrat, nước thải từ ngăn cuối bể hiếu khí cần được hồi lưu về ngăn thiếu khí.

Hình 1.4 Sơ đồ dây chuyền công nghệ AO [14]

3 Công nghệ SBR (Sequency Batch Reactor)

Hình 1.5 Sơ đồ dây chuyền công nghệ SBR [14]

Hệ thống SBR (Sequency Batch Reactor) là phương pháp xử lý nước thải hiệu quả, đặc biệt cho nước thải chứa nhiều chất hữu cơ và nitơ Hệ thống hoạt động theo chu kỳ với 5 pha liên tiếp: làm đầy nước thải, phản ứng (bao gồm thổi khí và khuấy trộn), lắng tĩnh, rút nước và pha nghỉ Đặc biệt, SBR có khả năng khử tổng nitơ và photpho sinh hóa nhờ vào việc điều chỉnh các quá trình hiếu khí, thiếu khí và kỵ khí thông qua việc thay đổi chế độ cung cấp oxy.

4 Công nghệ kỵ khí-thiếu khí-hiếu khí AAO (Anerobic-Anoxic-Oxic)

Công nghệ AAO, viết tắt của Anerobic (kỵ khí), Anoxic (thiếu khí) và Oxic (hiếu khí), là một phương pháp xử lý sinh học liên tục Quá trình này kết hợp ba hệ vi sinh khác nhau để xử lý nước thải hiệu quả.

Hình 1.6 Sơ đồ dây chuyền công nghệ AAO [14]

Trong bể kỵ khí, quá trình phân hủy các chất hữu cơ hòa tan và chất dạng keo trong nước thải diễn ra nhờ sự tham gia của hệ vi sinh vật kỵ khí.

Trong bể thiếu khí, quá trình nitrat hóa diễn ra để xử lý nitơ, nơi các vi khuẩn khử nitrat (NO3 -) và nitrit (NO2 -) theo chuỗi chuyển hóa: NO3 - → NO2 - → N2O → N2↑ Khí nitơ phân tử N2 được tạo thành sẽ thoát ra khỏi nước, góp phần giảm thiểu ô nhiễm nitơ trong môi trường.

Cuối cùng, quá trình hiếu khí (Oxic) bao gồm việc oxi hoá và phân huỷ chất hữu cơ, tổng hợp tế bào mới, cũng như phân huỷ nội sinh.

5 Công nghệ màng lọc sinh học MBR (Membrane Bio Reactor)

Công nghệ MBR kết hợp vi sinh trong bể bùn hoạt tính lơ lửng và màng lọc sợi rỗng để xử lý nước thải, mang lại chất lượng nước ổn định với SS < 1mg/L và độ đục < 0.2NTU Hệ thống này duy trì nồng độ bùn hoạt tính cao và thời gian lưu bùn dài, tối ưu hóa khử tổng nitơ và amoni Có hai kiểu hệ thống MBR: kiểu đặt ngập màng trong bể và kiểu đặt ngoài Kiểu ngập hoạt động bằng hút hoặc áp lực, trong khi kiểu ngoài tuần hoàn bể phản ứng ở áp suất cao Quá trình khử nitơ diễn ra qua nitrit hoá bán phần và khử tổng nitơ bằng màng vi lọc, với hiệu suất loại bỏ TN và amoni đạt 90 – 95% cùng với khả năng loại bỏ vi khuẩn và virus rất cao.

Hình 1.7 Sơ đồ dây chuyền công nghệ MBR [14]

6 Công nghệ màng sinh học giá thể chuyển động MBBR (Moving Bed Biofilm Reactor)

Công nghệ MBBR là một phương pháp xử lý sinh học hiệu quả, kết hợp giữa bùn hoạt tính và màng sinh học Màng biofilm phát triển trên giá thể di chuyển tự do trong bể phản ứng nhờ hệ thống sục khí cung cấp oxy, giúp tăng mật độ vi sinh (MLVSS) so với kỹ thuật bùn hoạt tính phân tán Công nghệ này có khả năng xử lý đồng thời chất hữu cơ, nitơ và phốt pho với chất lượng cao, thời gian xử lý ngắn và ít chất thải thứ cấp Hiệu quả xử lý nitơ có thể đạt tới 90%.

Hình 1.8 Sơ đồ dây chuyền công nghệ MBBR [14]

7 Công nghệ FAST (Fixed Activated Sludge Treatment)

Công nghệ FAST là một cải tiến mới trong chức năng bể tự hoại, với việc bổ sung ngăn hiếu khí Công nghệ này kết hợp quá trình sinh học lơ lửng và dính bám, cho phép thực hiện cả nitrat hóa và khử nitrat trong cùng một bể Đặc biệt, khả năng khử nitơ của công nghệ FAST có thể đạt trên 70%.

Hình 1.9 Sơ đồ dây chuyền công nghệ FAST [14]

Hệ thống FAST cung cấp vi sinh vật dồi dào cho ngăn hiếu khí trong bể xử lý nước thải, giúp phân huỷ hiệu quả Sự kết hợp giữa hai quá trình này mang lại tính ổn định cho màng sinh học cố định, đồng thời nâng cao hiệu quả xử lý bùn hoạt tính.

Quá trình sinh trưởng dính bám giữ lại một lượng vi sinh vật trong hệ thống, ngăn chặn chúng bị cuốn trôi theo dòng nước, ngay cả khi lưu lượng nước thải cao.

1.3.2 Công nghệ xử lý nitơ ứng dụng quá trình Anammox

Việc áp dụng công nghệ Anammox trong xử lý nước thải kết hợp hai quá trình nitrit hoá bán phần và Anammox Trong giai đoạn nitrit hoá bán phần, amoni không được chuyển hoá hoàn toàn thành nitrat mà chỉ tạo ra nitrit, đóng vai trò là chất nhận điện tử cho quá trình oxi hoá kỵ khí amoni Hai giai đoạn này có thể thực hiện trong các thiết bị phản ứng riêng biệt hoặc trong cùng một thiết bị Cơ chế kết hợp giữa nitrit hoá bán phần và Anammox được minh họa trong Hình 1.10.

Hình 1.10 Sơ đồ quá trình nitrit hóa bán phần kết hợp với quá trình Anammox [16]

Quá trình SHARON – Anammox diễn ra trong hai bể phản ứng độc lập, gồm hai bước do hai nhóm vi khuẩn khác nhau thực hiện Bước đầu tiên là quá trình tự dưỡng hiếu khí, trong đó vi khuẩn AOB xúc tác oxi hóa amoni thành nitrit, với oxi đóng vai trò là chất nhận điện tử Bước thứ hai là quá trình tự dưỡng kỵ khí, do nhóm vi khuẩn Planctomycetes thực hiện, trong đó nitrit được sử dụng làm chất nhận điện tử.

2 Quá trình OLAND (Oxygen Limited Autotrophic removal via nitrification denitrification)

Tổng quan một số công nghệ xử lý nitơ trong nước thải sinh hoạt

Việc đánh giá lựa chọn kết hợp các giải pháp trong quy trình A-B nhằm xác định hiệu quả và khả năng thu hồi năng lượng từ các quá trình xử lý là rất quan trọng.

1.4 Tổng quan về một số nghiên cứu xử lý nitơ ứng dụng quá trình Anammox 1.4.1 Tổng quan một số nghiên cứu ứng dụng quá trình Anammox trên thế giới và Việt Nam

1 Một số nghiên cứu trên thế giới

Quá trình oxi hoá amoni trong điều kiện kỵ khí (Anammox) lần đầu tiên được phát hiện tại Gist Brocades, Hà Lan vào năm 1995 Công nghệ Anammox được coi là giải pháp tiềm năng cho việc xử lý nitơ trong nước thải sinh hoạt, nước thải đô thị và nước thải công nghiệp Nghiên cứu của Augusto đã khởi động quá trình SNAP trong mô hình phản ứng màng sinh học có sục khí với tải lượng nitơ 50gN/m³/ngày và 100gN/m³/ngày, cho thấy hoạt động của vi khuẩn Anammox sau 48 ngày và đạt trạng thái ổn định sau 80 ngày.

Nghiên cứu của Wu [131] đã chứng minh rằng mô hình phản ứng sinh học màng có thể khởi động quá trình Anammox ở nhiệt độ thấp (13 °C) với hiệu quả loại bỏ tổng nitơ đạt trên 90% sau tối thiểu 45 ngày khi sử dụng bùn hạt kỵ khí và 90 ngày với bông bùn khử nitơ Đặc biệt, loài Ca Brocadia sinica đã được xác định có tốc độ sinh trưởng lớn, giúp tăng tốc nhanh chóng quá trình Anammox trong điều kiện nhiệt độ thấp.

Nghiên cứu của Li [70] đã chỉ ra rằng mô hình phản ứng tầng lưu động FB có khả năng xử lý nước thải với nồng độ amoni lên đến 400 mg.

Tại tải lượng nitơ 0,8 kgN/m³/ngày, NH4⁺ - N / L có thể được xử lý mà không cần bổ sung nguồn cacbon Qua việc kiểm soát nồng độ oxy hòa tan ở mức 1,31 mg/L trong hệ thống, quá trình nitrat hóa một phần đã được ghi nhận với thời gian lưu nước (HRT) là 18 giờ Sau khi trải qua quá trình nitrit hóa bán phần, nước thải đạt tỷ lệ nitrit/amoni là 1,27, phù hợp với quy trình Anammox.

Bảng 1.3 Tổng hợp kết quả một số nghiên cứu về quá trình Anammox trên thế giới

Loại nước thải /VL mang

NT tổng hợp/ màng silicone 30±1 24 50 43 78±6

NT tổng hợp/ [92] bùn hạt

PN/AX NT tổng hợp 35 12 0,8 - 44,1

Nghiên cứu của Chen [36] đã chỉ ra tính khả thi của việc xử lý amoni bằng quá trình PN-AX trong mô hình airlift với vi hạt, đạt hiệu quả loại bỏ nitơ lên tới 71,8± 9,9% trong thời gian lưu thủy lực ngắn chỉ 2 giờ Phân tích vi sinh vật cho thấy hai loại vi khuẩn chiếm ưu thế là Ca Kuenenia stuttgartiensis và Nitrosomonas.

Nghiên cứu của Reino cho thấy nhiệt độ có tác động đáng kể đến hoạt động của vi khuẩn Anammox, với NRR đạt 1,8±0,1 gN/L/ngày và 82±4% nitơ được loại bỏ ở 11 0C, trong đó loài vi sinh vật chiếm ưu thế là Ca Brocadia anammoxidans Tuy nhiên, theo nghiên cứu của Laureni, sự giảm nhiệt độ đột ngột xuống 11 0C đã gây ức chế rõ rệt hoạt động của vi khuẩn Anammox, nhưng hoạt động này nhanh chóng hồi phục khi nhiệt độ được nâng lên 15 0C.

Mô hình phản ứng tầng cố định trong quá trình OLAND ở nhiệt độ phòng (15-25 độ C) đã được khởi động thành công, đạt hiệu quả loại bỏ amoni và nitrit trên 90% Trong giai đoạn hoạt động ổn định, tốc độ loại bỏ amoni trung bình có thể đạt tới 167 g/m³/ngày, từ ngày 103 đến ngày 111.

Nghiên cứu của Kowalski cho thấy mô hình MBBR có khả năng khởi động nhanh chóng với bùn dạng hạt, đạt thành công trong vòng ít nhất 50 ngày Mô hình này có khả năng loại bỏ TN vượt quá 80%, với độ dày màng sinh học đạt 1269 ± 444μm và hoạt tính riêng của Anammox là 22,0 ± 2,1mgN/gVSS/h.

Tran đã thực hiện nhiều nghiên cứu về quá trình Anammox, sử dụng các loại giá thể khác nhau như gel PVA, vật liệu MC và các vật liệu khác.

PE [117] Với cùng điều kiện vận hành như nhiệt độ, pH, DO…, hiệu quả loại bỏ

Các mô hình thí nghiệm đều đạt tỷ lệ TN từ 70-83% Tốc độ loại bỏ TN cho mô hình sử dụng giá thể có kích thước 3-5mm và 10-15mm lần lượt là 3,1 kgN/m³/ngày sau 315 ngày và 230 ngày Ngược lại, mô hình sử dụng PVA gel cần tới 564 ngày mới đạt tốc độ loại bỏ 3 kgN/m³/ngày.

Chỉ trong vòng 140 ngày, PE đã đạt được NRR là 2 kgN/m³/ngày Nghiên cứu về ứng dụng quá trình Anammox không chỉ diễn ra trong các phòng thí nghiệm mà còn được mở rộng ra quy mô lớn, như thể hiện trong bảng 1.4.

Bảng 1.4 Tổng hợp một số trạm xử lý nước thải quy mô lớn ứng dụng quá trình

Dạng bể Thể tích bể (m 3 ) Quá trình Vị trí Năm vận hành (kg/m NRR 3 /ngày)

SBR 606 DEMON Thun, Thuỵ Sĩ 2008 0,67

UASB 5400 Anammox Wulumuq, Trung Quốc 2011 2,0

MBBR 300 CANON Malmo, Thuỵ Điển 2011 1,0

RBC 6 OLAND Sneek, Hà Lan 2012 0,9

MBBR 140 CANON Grindsted, Đan Mạch 2013 0,7

Vào năm 2002, hệ thống Anammox quy mô lớn đầu tiên được thiết kế và khởi động tại Rotterdam, Hà Lan, thông qua sự hợp tác giữa Paques, TU Delft và nhóm Waterboard của Hà Lan Mô hình phản ứng 70 m³ đã được mở rộng từ thí nghiệm quy mô phòng thí nghiệm 10L lên gấp 7000 lần Dù có bổ sung bùn anammox, quá trình khởi động kéo dài 3,5 năm, lâu hơn 1,5 năm so với dự kiến Đến tháng 9 năm 2006, hệ thống đã hoạt động hoàn chỉnh với tốc độ gia tải đạt tới 750 kgN/ngày, vượt 50% so với tải lượng NLR thiết kế.

Quá trình Anammox đã được nghiên cứu và ứng dụng rộng rãi trên quy mô lớn tại nhiều quốc gia, bao gồm Trung Quốc, Đức, Hà Lan, Thụy Sĩ, Áo và Hoa Kỳ.

2 Một số nghiên cứu ở Việt Nam

Một số vấn đề còn tồn tại khi xử lý nước thải bằng quá trình Anammox và hướng nghiên cứu của luận án…

Sau khi tổng quan các nghiên cứu về quá trình Anammox trên thế giới và thực trạng nghiên cứu ứng dụng ở Việt Nam, nhận thấy rằng:

Tại Việt Nam, nghiên cứu về quá trình Anammox vẫn còn hạn chế về các loại nước thải, đặc biệt là việc sử dụng nước thải sinh hoạt thực tế Do đó, cần tiến hành các thử nghiệm để đánh giá hiệu suất lâu dài và khả năng ứng dụng của phương pháp này trong thực tiễn.

Nghiên cứu về các yếu tố ảnh hưởng đến hoạt động của vi khuẩn Anammox còn hạn chế, do đó cần thiết phải thực hiện thêm các nghiên cứu nhằm nâng cao hiệu quả và rút ngắn thời gian khởi động của quá trình Anammox.

- Các nghiên cứu về nuôi cấy và làm giàu vi khuẩn Anammox còn hạn chế.

Cơ chế của anammox và sự kết hợp của anammox với các vi khuẩn khác cần được khám phá thêm.

Cần thực hiện thêm các nghiên cứu về giá thể hỗ trợ sự bám dính của vi sinh vật để đảm bảo rằng màng vi sinh không bị rửa trôi trong quá trình hoạt động của mô hình xử lý.

- Cần xác định được các thông số vận hành phù hợp với quá trình Anammox tương ứng với các mô hình phản ứng khác nhau.

- Cần nghiên cứu động học của quá trình Anammox, xác định được mô hình động học phù hợp và dự đoán được chất lượng nước thải đầu ra.

Các vấn đề nêu trên không thể được giải quyết đồng thời trong một nghiên cứu duy nhất, mà cần phải tiến hành nhiều nghiên cứu khác nhau và thực hiện từng bước một.

Do đó, trong phạm vi luận án này, tác giả sẽ tập trung vào giải quyết một số vấn đề sau:

Việc bổ sung nước thải sinh hoạt thực tế, cụ thể là nước thải sau bể tự hoại, vào nghiên cứu ứng dụng quá trình Anammox là rất cần thiết, bởi vì 90% nước thải sinh hoạt từ các hộ gia đình thường được xử lý sơ bộ trước khi được xả vào hệ thống thoát nước chung.

Nghiên cứu này tập trung vào việc ứng dụng giá thể vi sinh cố định Felibendy để đánh giá hiệu quả xử lý nitơ trong nước thải sinh hoạt Quá trình xử lý được thực hiện thông qua nitrit hoá bán phần và Anammox, nhằm cải thiện hiệu suất xử lý và giảm thiểu ô nhiễm môi trường Kết quả nghiên cứu sẽ cung cấp những thông tin quý giá cho việc phát triển công nghệ xử lý nước thải bền vững.

Nghiên cứu này tập trung vào việc xác định thời gian lưu thủy lực tối ưu cho mô hình nitrit hóa bán phần và mô hình Anammox, sử dụng giá thể vi sinh cố định Felibendy Thời gian lưu thủy lực phù hợp sẽ giúp nâng cao hiệu suất xử lý nitơ trong các hệ thống xử lý nước thải, từ đó cải thiện chất lượng nước đầu ra Việc áp dụng mô hình này không chỉ mang lại lợi ích về mặt môi trường mà còn tối ưu hóa chi phí vận hành cho các nhà máy xử lý nước.

- Nghiên cứu ảnh hưởng của hàm lượng các chất hữu cơ trong nước thải đến quá trình Anammox.

Để mô tả quá trình xử lý nitơ trong nước thải, cần xác định phương trình động học phù hợp Đồng thời, việc xác định các thông số động học tương ứng với các tỷ lệ C/N khác nhau trong nước thải sinh hoạt cũng rất quan trọng.

CƠ SỞ KHOA HỌC CỦA CÔNG NGHỆ XỬ LÝ NITƠ ỨNG DỤNG QUÁ TRÌNH NITRIT HOÁ BÁN PHẦN – ANAMMOX

Quá trình Anammox…

2.1.1 Bản chất của quá trình Anammox

Quá trình Anammox (oxi hóa kỵ khí amoni) là một quá trình vi sinh quan trọng diễn ra trong môi trường tự nhiên toàn cầu Quá trình này định nghĩa là sự oxi hóa trực tiếp amoni và nitrit thành khí N2 dưới điều kiện yếm khí, trong đó amoni đóng vai trò là chất cho điện tử và nitrit là chất nhận điện tử.

Hình 2.1 Chu trình nitơ bổ sung quá trình Anammox [10]

Quá trình Anammox diễn ra khi amoni và nitrit được oxi hoá trực tiếp, tạo ra khí nitơ là sản phẩm chính, trong khi chỉ khoảng 10% được chuyển hoá thành nitrat Dựa trên cân bằng sinh khối trong quá trình nuôi cấy làm giàu Anammox, Strous và cộng sự đã đưa ra phương trình mô tả quá trình này.

Quá trình Anammox khắc phục nhược điểm của phương pháp xử lý nitrat hóa-khử nitrat truyền thống, với ưu điểm nổi bật là yêu cầu nhu cầu oxy thấp và không cần nguồn carbon hữu cơ từ bên ngoài Điều này mở ra cơ hội mới cho việc ứng dụng công nghệ Anammox trong xử lý nước thải có tỉ lệ BOD5/TN hoặc tỉ lệ C/N thấp.

2.1.2 Hoá sinh học của quá trình Anammox

1 Cơ chế hoá sinh học của quá trình Anammox

Cơ chế chuyển hóa nội bào của phản ứng Anammox được thiết lập thông qua phương pháp đồng vị đánh dấu (15N), cho thấy hydroxylamine và hydrazine là các chất trung gian quan trọng Quá trình này diễn ra với sự tham gia của enzyme HZO, tương tự như enzyme HAO trong việc oxy hóa hiếu khí amoni, để xúc tác phản ứng oxy hóa hydrazine thành nitơ phân tử Các điện tử từ quá trình oxy hóa này giúp chuyển đổi nitrit thành hydroxylamine với sự xúc tác của enzyme NR Hydroxylamine sau đó phản ứng với amoni để tạo ra hydrazine mới, được xúc tác bởi enzyme HH, và chu trình này tiếp tục lặp lại liên tục.

Hình 2.2 Cơ chế sinh hóa của quá trình Anammox [16]

Ghi chú: NR: Enzyme khử nitrit sản phẩm là NH 2 OH; HH: Hydrazine và hydroxylase (xúc tác tạo hydrazine từ amoni và hydroxylamine); HZO: Enzyme oxy hoá hydrazine

Phản ứng kết hợp amoni với hydroxylamine và oxi hoá hydrazine diễn ra trong Anammoxosome, một "thể" nằm trong tế bào chất và được bao bọc bởi màng lipid ladderane Màng lipid ladderane này tạo thành một rào cản mạnh mẽ, hạn chế sự khuếch tán các chất độc từ quá trình dị hoá ra ngoài tế bào Anammox Đặc biệt, lipid ladderane chỉ xuất hiện ở vi khuẩn Anammox, cho phép chúng chuyển hoá hoàn toàn amoni thành khí nitơ mà không cần đến metanol hay các dạng BOD khác.

2 Vi sinh học của Anammox

Quá trình Anammox được thực hiện bởi vi khuẩn tự dưỡng thuộc nhóm

Planctomycetales Các vi khuẩn trong quá trình Anammox thuộc vào 3 giống sau: Candidatus Brocadia, Candidatus Kuenenia, Candidatus Scalindua [98] (hình 2.3).

Hình 2.3 Cây phát sinh loài của vi khuẩn Planctomycetes [98]

As of now, 22 species of Anammox bacteria have been identified in both natural ecosystems and artificial treatment systems, classified into seven different genera The Brocadia genus includes five species: Ca Brocadia anammoxidans, Ca Brocadia fulgida, Ca Brocadia sinica, Ca Brocadia brasiliensis, and Ca Brocadia caroliniensis The Kuenenia genus comprises one species, Ca Kuenenia stuttgartiensis The Scalindua genus is the largest, with nine species: Ca Scalindua brodae, Ca Scalindua wagneri, Ca Scalindua sinooifield, Ca Scalindua zhenghei, Ca Scalindua richardsii, Ca Scalindua sorokinii, Ca Scalindua arabica, Ca Scalindua marina, and Ca Scalindua profunda The Brasilis genus has one species, Ca Brasilis concordiensis, while the Jettenia genus consists of three species: Ca Jettenia asiatica, Ca Jettenia moscovienalis, and Ca Jettenia caeni Additionally, the Anammoxoglobus genus includes two species: Ca Anammoxoglobus propionicus and Ca Anammoxoglobus sulfate, and the Anammoximicrobium genus has one species, Ca Anammoximicrobium moscowii.

Nhiều chi vi khuẩn như Brocadia, Kuenenia, Anammoxoglobus và Jettenia đã được phát hiện trong các hệ thống xử lý nước thải Trong khi đó, Scalindua đã cho thấy vai trò quan trọng hơn trong môi trường nước biển Theo nghiên cứu của Rios-Del, có khoảng 30,000 giải trình tự gen 16S rRNA liên quan đến vi khuẩn Anammox trên ngân hàng dữ liệu NCBI, cho thấy còn nhiều loài Anammox chưa được xác định.

2.1.3 Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình Anammox

1 pH pH thấp làm giảm nồng độ amoniac tự do (FA) nhưng lại làm tăng nồng độ axit nitrit tự do (FNA) và ngược lại [78] Do đó để ngăn cản sự ảnh hưởng của FA và FNA thì pH của dòng thải vào thường xuyên phải được điều chỉnh về pH trung tính Theo Strous và cộng sự [103], vi khuẩn Planctomycetes phát triển tối ưu ở khoảng giá trị pH từ 6,7-8,3 Tuy nhiên, Egli và cộng sự [41] cũng quan sát thấy hoạt động của vi khuẩn Planctomycetes ở pH 6,5-9 trong hệ thống đĩa quay xử lý nước rỉ rác và thấy rằng giá trị pH tối ưu nhất là 8 Trong hệ thống dòng thải liên tục với bùn hạt, thậm chí khi dòng thải ra có pH từ 8,5 đến 9,3, quá trình Anammox vẫn duy trì hoạt động ổn định [109] Tuy nhiên, nên tránh pH cao vì Jarosynski [58] đã chứng minh được rằng với pH thấp, phản ứng có thể diễn ra ở mức nitrit cao hơn và có tốc độ cao hơn Trong nghiên cứu [136], Yang đã nghiên cứu phản ứng của một cộng đồng vi sinh vật trong quá trình loại bỏ nitơ tự dưỡng hoàn toàn thông qua khử nitrit (CANON) bị sốc bởi độ pH 11 trong khoảng thời gian 12 giờ Nghiên cứu cho thấy, hiệu suất của quá trình CANON bị giảm nhanh chóng, vi khuẩn hình thành bào tử tuy nhiên nó có thể tự phục hồi trong vòng 107 ngày.

Vi khuẩn Planctomycetes phát triển tối ưu ở nhiệt độ từ 30-40°C, trong khi nhiệt độ trên 45°C làm suy giảm hoạt động của chúng không thể phục hồi Ở nhiệt độ thấp, vi khuẩn này cũng bị ức chế Nghiên cứu của Isaka và cộng sự cho thấy NRR đạt 11,5 kgN/m³/ngày ở 37°C, nhưng chỉ đạt 8,1 kgN/m³/ngày ở 20-22°C Dosta và cộng sự cũng chỉ ra rằng hệ thống Anammox hoạt động thành công ở 18°C, nhưng bắt đầu mất ổn định khi nhiệt độ xuống 15°C do nitrit tích lũy Khả năng thích nghi giúp Planctomycetes chịu được nhiệt độ thấp Nhiệt độ cũng ảnh hưởng đến nồng độ FA và FNA trong nước thải, vì vậy việc kiểm soát nhiệt độ là rất quan trọng trong vận hành hệ thống.

DO là thông số quan trọng trong khi vận hành hệ thống vì vi khuẩn

Planctomycetes bị ức chế khi DO ở mức thấp (< 2% không khí bão hoà) [100].

Theo kết quả nghiên cứu của Egli và cộng sự [41], hoạt động của vi khuẩn

Planctomycetes có khả năng phục hồi ở nồng độ oxy hòa tan (DO) thấp dưới 1% không khí bão hòa, nhưng không thể phục hồi ở nồng độ DO cao trên 18% không khí bão hòa Vì vậy, việc kiểm soát chặt chẽ nồng độ DO trong hệ thống là rất quan trọng để ngăn chặn các tác động tiêu cực đến quá trình Anammox.

4 Nồng độ cơ chất đầu vào a Amoni

Nghiên cứu của Dapena-Mora cho thấy nồng độ amoni cao sẽ ức chế hoạt động vi khuẩn, với mức giảm 50% hoạt tính khi nồng độ amoni đạt 770mg/L Tương tự, nghiên cứu của Fernández chỉ ra rằng vi khuẩn Planctomycetes giảm 50% hoạt động khi nồng độ amoni tự do (FA) là 38mg/L trong thời gian ngắn và trên 20-25 mg/L trong thời gian dài tại bể SBR Khi nồng độ FA vượt quá 35-40 mg/L, hệ thống trở nên không ổn định và hiệu quả xử lý giảm xuống bằng 0 Waki và cộng sự cũng nhấn mạnh rằng nồng độ FA trong khoảng 13-90 mg/L có thể gây độc cho tế bào vi khuẩn Planctomycetes Sự khác biệt trong giới hạn cho phép của nồng độ FA giữa các nghiên cứu có thể xuất phát từ đặc tính đa dạng của các loài vi khuẩn.

Planctomycetes có khả năng khác nhau trong việc chống lại tác động của nồng độ axit béo (FA) khác nhau Nghiên cứu của Jung cho thấy ngưỡng gây độc thấp nhất của FA là 1,7 mg/L trong giai đoạn thích nghi, điều này cho thấy sự nhạy cảm của vi khuẩn đối với nồng độ này.

Planctomycetes không chỉ có khả năng chịu đựng axit béo (FA) mà còn có khả năng điều chỉnh FA thông qua quá trình thích nghi Nghiên cứu của Gou và cộng sự chỉ ra rằng ở tải lượng nitơ thấp, hoạt động của con đường chuyển hóa purine và pyrimidine gia tăng, cung cấp nhiều axit nucleic hơn cho sự phát triển của vi khuẩn Điều này dẫn đến quá trình loại bỏ nitơ trở nên hiệu quả hơn nhờ vào việc tăng năng suất sinh khối anammox.

Bảng 2.1 Một số kết quả nghiên cứu về ảnh hưởng của amoni và FA

Loại bể Nhiệt độ ( o C) pH NH 4 +

UBF 35±1 6,8 80-320 57-87 Ức chế vi khuẩn [106]

UASB 20 7,3-8,1 - 13-90 Gây độc cho vi khuẩn [125] b Nitrit

Quá trình Anammox bị ảnh hưởng nhiều hơn bởi nitrit so với amoni, do ngưỡng ức chế của nitrit thấp hơn Nghiên cứu của Strous cho thấy nồng độ nitrit 100 mg/L hoàn toàn ức chế hoạt động của vi khuẩn Planctomycetes Ngược lại, nghiên cứu của Isaka và cộng sự chỉ ra rằng nồng độ nitrit cao hơn 280 mgN/L sẽ gây ức chế phản ứng Anammox, trong khi nồng độ thấp hơn sẽ tạo điều kiện thuận lợi hơn cho quá trình này.

Nghiên cứu nuôi cấy theo mẻ cho thấy vi khuẩn Planctomycetes bị mất hoạt tính khi nồng độ nitrit vượt quá 185 mg/L, theo Egli và cộng sự [41] Ngược lại, Dapena-Mora [39] phát hiện rằng hoạt tính của vi khuẩn này giảm 50% khi nồng độ nitrit đạt trên 350 mg/L.

Quá trình nitrit hoá bán phần…

2.2.1 Bản chất của quá trình nitrit hoá bán phần

Quá trình nitrit hóa bán phần là một phương pháp quan trọng trong xử lý nước thải, nhằm oxi hóa một phần amoni thành nitrit Phương pháp này được phát triển vào năm 1990 tại Đại học Kỹ thuật Delft, mang lại hiệu quả cao trong việc giảm thiểu ô nhiễm amoni trong nước thải.

Quá trình nitrit hoá bán phần đóng vai trò quan trọng trong việc chuẩn bị cho quá trình Anammox Chuyển đổi NH4+ thành NO2- diễn ra qua hai bước, trong đó hydroxylamine (NH2OH) là sản phẩm trung gian Ở bước đầu tiên, NH3 được sử dụng làm cơ chất, không phải NH4+, và nó được oxi hóa thành NH2OH nhờ vào sự xúc tác của enzyme ammonia monooxygenase (AMO).

Trong bước thứ hai, NH2OH tiếp tục bị oxi hóa thành NO2 - thông qua xúc tác bởi hydroxylamine oxyoreductase (HAO) (phương trình 2.3) [105]:

Quá trình nitrit hoá bán phần giúp hạn chế việc khử amoni thành nitrit thay vì nitrat như các phương pháp truyền thống, từ đó tiết kiệm 25% năng lượng sục khí, giảm 30% lượng bùn sản sinh và giảm hơn 20% khí CO2 phát thải ra môi trường.

2.2.2 Hoá sinh học của quá trình nitrit hoá bán phần

Quá trình nitrit hoá bán phần chỉ dừng lại ở việc chuyển hoá amoni thành nitrit nhờ vào vi khuẩn AOB, mà không tiếp tục chuyển hoá thành nitrat Trong quần thể AOBs, Nitrosomonas europaea và Nitrosomonas eutropha là hai loài vi khuẩn chiếm ưu thế, bên cạnh các vi khuẩn khác.

Nitrosolobus, Nitrosopira và Nitrosovibrio là các vi khuẩn có khả năng oxi hóa amoni thành nitrit, với khả năng chịu đựng nồng độ nitrit lớn hơn 0,5g NO2 N/L ở pH 7 Trong quá trình SHARON, vi khuẩn AOB không có tính chọn lọc cao đối với ái lực chất nền, do chúng có ái lực thấp đối với amoni và axit nitrit tự do (FNA).

Hình 2 4 Cơ chế chuyển hoá amoni của vi khuẩn Nitrosomonas e [16]

Ghi chú: AOM: ezym chuyến hoá amoni thành hydroxylamine; HAO: enzyme chuyển hoá hydroxylamine thành nitrit

Trong quá trình SHARON, nhóm vi khuẩn NOB là tác nhân cạnh tranh chính, vì chúng ức chế sự tích lũy nitrit Cả vi khuẩn AOB và NOB đều bị ảnh hưởng bởi amoni tự do (FA) và axit nitrit tự do (FNA), nhưng NOB nhạy cảm hơn với FA Hydroxylamine, một chất trung gian trong quá trình nitrit hóa, có tác dụng ức chế sự phát triển của NOB mạnh hơn AOB Sự tích tụ nitrit xảy ra khi có 10 mg/L hydroxylamine trong môi trường hạt hiếu khí.

2.2.3 Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình nitrit hoá bán phần

Quá trình nitrit hoá bán phần chịu ảnh hưởng bởi nhiều yếu tố môi trường như nhiệt độ, pH, độ kiềm, nồng độ oxy hòa tan (DO) và nồng độ chất hữu cơ Những yếu tố này đóng vai trò quan trọng trong việc kiểm soát quá trình nitrit hoá, giúp ổn định và nâng cao hiệu quả tích luỹ nitrit.

AOB và NOB đều nhạy cảm với nhiệt độ, và thời gian lưu tối thiểu của chúng thay đổi theo nhiệt độ AOB có khả năng cạnh tranh với NOB ở nhiệt độ cao, trong khi NOB lại có thể oxi hoá nitrit nhanh hơn ở nhiệt độ thấp dưới 15°C NOB có thể bị vô hiệu hoá hoàn toàn ở nhiệt độ trên 60°C sau 10 phút, trong khi AOB vẫn duy trì hoạt động Nhiệt độ tối ưu cho AOB-Nitrosomonas là 35°C và cho NOB-Nitrobacter là 38°C Quá trình nitrit hoá bán phần vẫn có thể diễn ra ở nhiệt độ thấp nếu các điều kiện vận hành hệ thống như DO, pH, FNA và FA cho phép AOB cạnh tranh hiệu quả với NOB.

2 pH pH ảnh hưởng trực tiếp đến hoạt động của AOB và NOB thông qua cơ chế phản ứng enzyme hoặc gián tiếp thông qua FA và FNA Thông thường, pH dao động từ 7,5 đến 8,5 có lợi cho sự tích lũy nitrit [124] FA ức chế cả AOB và NOB, tuy nhiên NOB nhạy cảm với FA hơn Sự tích luỹ nitrit đạt được bằng cách điều chỉnh pH để kiểm soát nồng độ FA Ngưỡng ức chế FA dao động từ 10-605 mg N/L đối với AOB và 0,1-5 mgN/L đối với NOB Bên cạnh đó, FNA đóng vai trò quan trọng ở pH thấp do NOB nhạy cảm với FNA hơn AOB Hoạt tính của AOB bị giảm 50% khi FNA trong khoảng 0,42-1,72 mgN/L Trong khi đó, FNA trong khoảng 0,011-0,07 mg/L mới bắt đầu ức chế NOB (giảm 50% hoạt tính) và chỉ ức chế hoàn toàn NOB khi FNA từ 0,026-0,22 mg/L [148].

AOB và NOB đều cần oxi để thực hiện quá trình trao đổi chất Với nồng độ

Ở mức DO thấp, tốc độ sinh trưởng của vi khuẩn AOB và NOB đều bị ảnh hưởng tiêu cực Hằng số bán bão hòa oxy của AOB thấp hơn so với NOB, cho thấy AOB có khả năng thích nghi kém hơn với điều kiện thiếu oxy.

AOB có ái lực với oxi cao hơn so với NOB Hằng số bán bão hoà oxi của AOB là 0,2

Nồng độ oxy hòa tan (DO) ảnh hưởng lớn đến sự cạnh tranh giữa các vi khuẩn oxy hóa nitrit (NOB) và oxy hóa amoniac (AOB) Cụ thể, nồng độ DO tối ưu cho việc tích lũy nitrit và oxy hóa amoniac là 1,5 mg/L, trong khi NOB thường hoạt động kém hiệu quả hơn ở nồng độ DO từ 0,1-1,0 mg/L Mặc dù nồng độ DO thấp từ 0,4 - 0,7 mg/L vẫn có thể tích lũy nitrit, nhưng sự làm giàu AOB có thể đạt hiệu quả cao hơn khi DO giảm xuống Để đạt được quá trình nitrit hóa bán phần, nồng độ DO thích hợp dao động từ 0,16 – 5,0 mg/L, tùy thuộc vào các điều kiện vận hành khác nhau.

Hằng số bán bão hòa oxy của NOB được xác định là 0,31 mg O2/L, thấp hơn so với AOB là 0,39 mg O2/L Sự chuyển đổi đột ngột từ nồng độ DO thấp sang cao có thể ảnh hưởng đến quá trình nitrit hóa bán phần, vì cộng đồng NOB không thể thích ứng kịp thời với nồng độ DO cao.

4 Nồng độ chất hữu cơ

Cộng đồng vi sinh vật chịu ảnh hưởng bởi nhiều yếu tố vận hành, bao gồm thành phần nước thải, pH, nhiệt độ, độ hòa tan oxy (DO), hàm lượng chất hữu cơ và thời gian lưu thủy lực.

Nghiên cứu của Sun và cộng sự đã chỉ ra rằng tỉ lệ C/N có ảnh hưởng đáng kể đến quá trình khởi động và hiệu suất ổn định của quá trình nitrit hoá bán phần ở nhiệt độ 15 độ C.

Tỷ lệ C/N là yếu tố quan trọng ảnh hưởng đến sự phát triển của NOB và tích lũy nitrit trong nước thải Khi nồng độ COD dễ phân hủy sinh học cao, sinh vật dị dưỡng sẽ cạnh tranh với AOB và NOB về chất dinh dưỡng và oxy, dẫn đến sự gia tăng tích lũy nitrit khi tỷ lệ C/N giảm Tối đa hóa quá trình nitrat hóa được quan sát ở tỷ lệ C/N thấp hơn 6, và tỷ lệ tích lũy nitrit cao trên 95% đã được ghi nhận ở tỷ lệ C/N là 2,33 Mặc dù giảm tỷ lệ C/N xuống 0,2 không ảnh hưởng nhiều đến quá trình oxy hóa amoni thành nitrit, nhưng tỷ lệ C/N 0,3 đã tạo ra sự cạnh tranh giữa dị dưỡng và tự dưỡng, gây ảnh hưởng tiêu cực đến quá trình sau này Nghiên cứu của Li và cộng sự cho thấy rằng khi thay đổi tỷ lệ C/N (0; 0,4 và 0,5) trong mô hình nitrit hóa bán phần/anammox, hiệu quả loại bỏ nitơ kém nếu nước thải chứa chất hữu cơ.

Cơ sở khoa học về việc sử dụng giá thể mang trong xử lý nước thải

Nitrit hoá bán phần yêu cầu 1 mol amoni kết hợp với 1 mol bicacbonat, tạo ra 50% nitrit và 50% amoni Để đảm bảo hiệu quả cho quá trình Anammox, cần duy trì tỉ lệ mol 1:1 giữa amoni và nitrit trong nước thải đầu ra Do đó, việc kiểm soát độ kiềm trong nước thải là rất quan trọng.

Nghiên cứu phòng thí nghiệm chỉ ra rằng việc điều chỉnh pH là rất quan trọng, với mức pH tối ưu từ 8 đến 8,5 và nhiệt độ khoảng 30°C Điều này giúp tối ưu hóa tốc độ sinh trưởng của vi khuẩn, từ đó tăng tốc độ sản xuất bùn, đáp ứng nhu cầu xử lý mà không cần lưu bùn, giúp giảm chi phí đầu tư và tiết kiệm không gian xây dựng.

Kiểm soát nồng độ oxy hòa tan (DO) trong nước thải là rất quan trọng cho quá trình nitrit hoá bán phần Nồng độ DO thấp sẽ hạn chế sự phát triển của vi khuẩn oxy hóa nitrat (NOB) hơn so với vi khuẩn oxy hóa amoni (AOB), từ đó tạo điều kiện thuận lợi cho sự tích tụ nitrit.

Thời gian lưu thuỷ lực (HRT) được chọn để duy trì AOB trong bể phản ứng trong khi NOB bị rửa trôi HRT cần cao hơn tốc độ sinh trưởng của NOB nhưng thấp hơn AOB, với khoảng thời gian tối ưu từ 1-1,54 ngày theo một số nghiên cứu Tuy nhiên, HRT có thể khác nhau giữa các nghiên cứu do các yếu tố như cấu tạo mô hình, kỹ thuật phản ứng, loại nước thải và giá thể mang sinh khối Vì vậy, HRT là thông số vận hành cần được khảo sát trong từng thí nghiệm cụ thể.

2.3 Cơ sở khoa học sử dụng giá thể mang trong xử lý nước thải

2.3.1 Sự hình thành màng sinh học (Biofilm) trên giá thể mang

Khi nước thải tiếp xúc với giá thể vi sinh, vi sinh vật sẽ phát triển trên bề mặt các hạt vật liệu rắn, hình thành nên màng sinh học Màng sinh học (biofilm) là tập hợp các vi sinh vật liên kết với nhau thông qua mạng lưới polymer ngoại bào.

Cấu trúc của màng sinh học bao gồm hai thành phần chính: các tập hợp tế bào vi sinh vật và mạng lưới chất ngoại bào Các tế bào vi sinh vật bám dính trên bề mặt và liên kết với nhau một cách có trật tự, cho phép sự trao đổi liên tục giữa các tế bào Mạng lưới chất ngoại bào bao quanh các tế bào, tạo nên đặc trưng của biofilm.

64 tạo ra các kênh truyền dẫn bên trong màng biofilm, giúp cho chất dinh dưỡng và nước lưu thông dễ dàng Điều này tạo điều kiện thuận lợi cho việc khuếch tán và phân phối chất dinh dưỡng đến tất cả các tế bào vi sinh vật trong biofilm, đồng thời hỗ trợ loại bỏ các chất thải không cần thiết.

Có 4 giai đoạn chính trong sự hình thành và phát triển màng sinh học (biofilm):

Giai đoạn 1: Gắn kết thuận nghịch lên giá thể

Dưới những điều kiện nhất định và tùy thuộc vào đặc tính lý hóa, vi khuẩn có khả năng di chuyển về phía bề mặt và tạo ra sự tương tác tạm thời thông qua các lực như Van de Waals, lực hút tĩnh điện và lực liên kết hydro Chúng có thể di chuyển độc lập nhờ vào các cử động co rút tế bào hoặc tiêm mao, cùng với khả năng tiết ra các chất ngoại bào, giúp các tế bào tạo thành mạng lưới và hình thành màng sinh học Giai đoạn gắn kết thuận nghịch đóng vai trò quan trọng trong việc quyết định sự hình thành của màng sinh học.

Giai đoạn 2: Hình thành lớp tế bào và mạng lưới ngoại bào

Sau khi vi khuẩn bám vào bề mặt giá thể, chúng sử dụng các chất hữu cơ để sinh trưởng và phát triển, hình thành các khuẩn lạc Số lượng tế bào và loài gia tăng, dẫn đến việc sản sinh các hợp chất ngoại bào giúp tế bào bám chặt hơn Các hợp chất polymer ngoại bào được tạo ra để liên kết tế bào một cách có tổ chức và tạo cầu nối giữa các khuẩn lạc, đồng thời thu hút các tế bào sống trong môi trường Kết quả là mật độ tế bào trong màng sinh học và lượng polymer ngoại bào tăng lên, hình thành một màng sinh học dần dần.

Giai đoạn 3: Hình thành một màng sinh học hoàn chỉnh

Khi tế bào vi sinh vật bám dính một cách không thuận nghịch trên bề mặt giá thể, quá trình trưởng thành của màng sinh vật khởi đầu Các tế bào này sẽ phân chia và phát triển, tạo thành các cụm vi khuẩn và mở rộng không gian, từ đó hình thành một cấu trúc màng sinh học hoàn chỉnh.

Giai đoạn 4: Quá trình tách rời

Khi lớp màng vi sinh phát triển đến một độ dày nhất định, nó sẽ ổn định và không tiếp tục dày lên, dẫn đến việc vi sinh vật tróc ra khỏi bề mặt giá thể Trong quá trình này, sự trao đổi chất diễn ra để phân hủy chất hữu cơ thành CO2 và nước, trong khi số lượng vi sinh vật vẫn ổn định do không có sự gia tăng sinh khối Để đảm bảo quá trình trao đổi chất diễn ra hiệu quả, lượng cơ chất cần phải đủ; nếu không, vi sinh vật sẽ thiếu dinh dưỡng và phải phân hủy nội bào để cân bằng với cơ chất và sinh khối hiện có.

Quá trình phân hủy sinh học diễn ra liên tục nhờ vào sự xen kẽ của các giai đoạn khác nhau Trong đó, phân hủy nội bào và trao đổi chất xảy ra đồng thời, tạo ra sự cân bằng giữa tốc độ phát triển của màng và tốc độ suy giảm do phân hủy nội bào.

2.3.2 Cơ sở lựa chọn giá thể mang (giá thể vi sinh)

Giá thể mang, hay còn gọi là giá thể vi sinh, là vật liệu giúp vi sinh vật bám dính, đóng vai trò quan trọng trong hệ thống xử lý nước thải bằng phương pháp sinh học Sự hiện diện của giá thể mang cung cấp nhiều nơi trú ngụ cho vi sinh vật, làm tăng sinh khối đáng kể so với bể chỉ có bùn hoạt tính thông thường Nhờ đó, quá trình phân huỷ vi sinh diễn ra nhanh chóng hơn và giảm thiểu lượng vi sinh vật bị cuốn trôi.

Giá thể mang trong mô hình xử lý nước thải được phân loại thành hai loại chính: giá thể mang di động và giá thể mang cố định, tùy thuộc vào trạng thái chuyển động của vật liệu.

Giá thể trong quá trình chuyển động liên tục trong nước hoặc khi cố định trong mô hình phản ứng đều cần có diện tích bề mặt lớn, giúp vi khuẩn dễ dàng tiếp xúc và bám dính.

Động học của quá trình nitrit hoá bán phần và quá trình Anammox

Động học trong xử lý sinh học liên quan đến phân hủy chất hữu cơ, sự phát triển của tế bào và phân hủy nội bào Tốc độ phản ứng được xác định bởi phương trình r = − dS/dt.

Tốc độ phản ứng được xác định bởi mối liên hệ giữa nồng độ cơ chất và bậc của phản ứng, được thể hiện qua phương trình r = k [S]^n Trong đó, r là tốc độ phản ứng tính bằng mg/L/ngày.

S: nồng độ cơ chất (mg/L) t: thời gian phản ứng hoặc thời gian lưu thủy lực HRT (ngày) k: hằng số tốc độ phản ứng (ngày -1 ) n: bậc phản ứng (n = 0,1,2,…n)

Từ phương trình (2.4) và (2.5), ta có được:

Tốc độ xử lý nước thải sinh học liên quan đến các phản ứng enzym có thể được mô tả qua biểu thức Michaelis-Menten, với công thức r = Vmax * [S] / (Km + [S]).

(/0 � ) + rmax: tốc độ phản ứng tối đa (mg/L/ngày)

S: nồng độ cơ chất (mg/L)

Hằng số bán bão hoà (mg/L) là yếu tố quan trọng trong động học quá trình, liên quan đến các yếu tố vận hành và môi trường ảnh hưởng đến tỷ lệ sử dụng chất nền Trong mô hình phản ứng, cân bằng vật chất được xác định qua một phương trình cụ thể.

Hay có thể viết dưới dạng:

Tuy nhiên, do thể tích của mô hình phản ứng là không đổi nên dV/dt=0 nên phương trình (2.9) được viết lại như sau:

S0: nồng độ cơ chất đầu vào (mg/L)

Se: nồng độ cơ chất đầu ra (mg/L)

Khi mô hình ở trạng thái ổn định thì tốc độ phản ứng được xác định theo công thức sau: r = � � ' − �.

2.4.2 Phương trình động học bậc 1

Phương trình động học bậc 1 được xây dựng dựa trên giả định rằng nó chiếm ưu thế trong mô hình, với các cơ chất được khuấy trộn đồng đều.

Hằng số tốc độ loại bỏ cơ chất trong mô hình động học bậc một (k1, ngày -1) được thể hiện qua phương trình tuyến tính y = k.x Để xác định hằng số k1, ta cần tính độ dốc k của đồ thị mô tả mối quan hệ giữa (S0-Se)/HRT trên trục tung và Se trên trục hoành.

2.4.3 Phương trình động học bậc 2 Grau

Sự biến thiên nồng độ cơ chất được biểu diễn qua phương trình động học bậc 2 Grau [48]: dS S & % (2 15)

Tích phân hai vế phương trình (2.16) ta có:

S' − S& k% X trong đó: k2: hằng số tốc độ loại bỏ cơ chất của mô hình động học bậc hai (ngày -1 )

X: tổng nồng độ sinh khối trong mô hình (mg/L)

Trong quá trình Anammox, lượng sinh khối tạo thành rất ít, coi như không thay đổi nên # ! = ����� Đặt giá trị � = #! 5## , và đưa phương trình (2.17) về dạng phương

Phương trình tuyến tính y = a.x + b với biến số x là HRT và y là hàm phụ thuộc vào HRT/E Đồng thời, phương trình động học bậc hai Grau được thể hiện dưới dạng toán học như sau:

Hằng số tốc độ loại bỏ cơ chất của mô hình động học bậc hai được xác định theo công thức sau:

2.4.4 Phương trình động học Stover-Kincannon

Phương trình động học Stover-Kincannon là một công cụ toán học phổ biến để xác định tốc độ loại bỏ cơ chất Phương trình này được biểu diễn như sau:

KB: hằng số bán bão hoà (mg/L/ngày)

Umax: tốc độ tiêu thụ cơ chất lớn nhất (mg/L/ngày)

Nghịch đảo phương trình (2.20), ta có thể được viết thành:

Phương trình 2.21 được đưa về dạng tuyến tính y = c.x + d viết dưới dạng:

Khi đó, tốc độ tiêu thụ cơ chất lớn nhất Umax=1/d và hằng số bán bão hòa

KB=c/d với các giá trị c, d được xác định từ đồ thị thể hiện mối liên hệ giữa HRT/(S0-Se) (trục tung) và HRT/S0 (trục hoành).

PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

Đối tượng và nội dung nghiên cứu

1 Nước thải a Nước thải nhân tạo có chứa nitơ (được sử dụng trong thí nghiệm 1): nước thải nhân tạo được pha trong phòng thí nghiệm để mô phỏng nước thải sinh hoạt. b Nước thải sinh hoạt thực tế (được sử dụng trong thí nghiệm 2): nước thải sinh hoạt thực tế là nước thải được lấy sau bể tự hoại ba ngăn của ký túc xá Trường Đại học Xây dựng Hà Nội (mẫu nước thải M0) Mẫu nước thải M0 là nước thải sinh hoạt sau bể tự hoại, chủ yếu là nước thải từ xí và tiểu nên nồng độ chất bẩn tương đối đậm đặc Nếu sử dụng ngay nước thải đậm đặc M 0 cho thí nghiệm thì có khả năng vi khuẩn chưa kịp thích nghi với nồng độ cao, do đó tiến hành pha loãng nước thải và sử dụng từng bước nước thải M 1 , M2 có nồng độ chất bẩn tăng dần. c Nước thải nhân tạo có tỉ lệ C/N khác nhau (sử dụng trong thí nghiệm 3):

Tỉ lệ C/N trong nước thải sinh hoạt thường dao động, phụ thuộc vào đặc điểm nguồn thải và hệ thống thu gom, và được coi là yếu tố bất lợi cho vi khuẩn tự dưỡng Để đánh giá ảnh hưởng của hàm lượng chất hữu cơ đến quá trình Anammox, nước thải nhân tạo với nồng độ tổng nitơ ổn định 50 mg/L được pha chế, sau đó bổ sung glucose để tạo ra các tỉ lệ C/N tăng dần từ 0 đến 7,0, trong đó nước thải không bổ sung glucose được xem là có tỉ lệ C/N bằng 0.

Vật liệu Felibendy, được cung cấp bởi công ty Kuraray, Nhật Bản, có cấu trúc sợi cứng rắn, bền vững và đặc tính xốp nhẹ, với diện tích bề mặt lớn và khả năng thấm hút cao, rất phù hợp làm giá thể vi sinh cho vi khuẩn dính bám trong mô hình phản ứng tầng cố định Felibendy có dạng tấm phẳng kích thước lớn 1,5m x 1m x 8mm, và trong nghiên cứu, được sử dụng dưới hai dạng: tấm phẳng (150x250x8mm) cho mô hình PN và dạng hình hộp chữ nhật (10x10x0,8mm) cho mô hình AX.

Hình 3.1 Giá thể mang Felibendy dạng tấm hình chữ nhật (150x250x8mm) cho mô hình PN

Giá thể Felibendy được sử dụng trong mô hình AX dưới dạng hình hộp (10x10x8mm) nhằm tăng tổng diện tích bề mặt, trong khi mô hình PN sử dụng giá thể Felibendy dạng tấm để cải thiện khả năng tiếp xúc với không khí, từ đó dễ dàng duy trì điều kiện hiếu khí trong hệ thống.

Kế hoạch nghiên cứu được tiến hành như sau:

Bước đầu tiên trong quy trình xử lý nitơ trong nước thải nhân tạo bằng mô hình Anammox là xác định khả năng sử dụng giá thể Felibendy kết hợp với kỹ thuật phản ứng tầng cố định Nếu giá thể đáp ứng yêu cầu xử lý, chúng ta sẽ tiếp tục thực hiện bước tiếp theo.

Bước 2 là ứng dụng quá trình Anammox để xử lý nitơ trong nước thải sinh hoạt thực tế thông qua hệ mô hình PN/AX Trong giai đoạn này, cần xác định phương trình động học phù hợp cho quá trình nitrit hóa bán phần và quá trình Anammox để tối ưu hóa hiệu quả xử lý.

- Bước 3: mở rộng nghiên cứu đánh giá sự ảnh hưởng của hàm lượng chất hữu cơ trong nước thải (thông qua COD) đến quá trình Anammox.

Giai đoạn 3: NT sau BTH không pha loãng

Giai đoạn 2: NT sau BTH pha loãng (TN-90 mg/L)

Giai đoạn 1: NT sau BTH pha loãng (TN@-45mg/L)

Giai đoạn 4: HRT=6h Giai đoạn 3: HRTh Giai đoạn 2: HRTh Giai đoạn 1: HRT$h

Giai đoạn 3: C/N = 2,0 Giai đoạn 4: C/N = 3,5 Giai đoạn 5: C/N = 5,5 Giai đoạn 6: C/N = 7,0 Giai đoạn 7: C/N = 6,0

Từ kế hoạch nghiên cứu, luận án đã tiến hành thực nghiệm với các nội dung chi tiết được thể hiện trong hình 3.3.

Thí nghiệm 1: Đánh giá khả năng xử lý nitơ trong nước thải nhân tạo

7/2015-2/2016 bằng quá trình Mô hình AX

Anammox sử dụng giá thể mang

Thí nghiệm 2: Đánh giá khả năng ứng dụng quá trình Mô hình nitrit hoá bán phần và Anammox để xử PN/AX lý nitơ trong nước thải sinh hoạt

Mô hình AX3 (HRT=6h) Đánh giá sự ảnh hưởng của hàm lượng chất hữu cơ đến quá trình

Hình 3.3 Sơ đồ các nội dung thí nghiệm trong luận án

Chuẩn bị thí nghiệm

3.2.1 Chuẩn bị mô hình thí nghiệm

1 Mô hình AX (mô hình quá trình

Mô hình AX là một cột phản ứng làm bằng vật liệu nhựa trong, dạng hình trụ tròn, là sản phẩm kế thừa của Trần Thị Hiền Hoa [114].

Mô hình AX có đường kính trong là

71mm, chiều cao là 410 mm, có thể tích hữu ích là 1,62 lít Bên trong cột phản ứng dùng giá thể Felibendy dạng khối kích thước 10 x 10 x 8

(mm) đã được cấy vi khuẩn

Hình 3.4 Sơ đồ mô hình AX

Mô hình AX được trang bị bộ ổn nhiệt có núm vặn điều chỉnh nhiệt độ, cùng với đường ống dẫn nước vào và ra khỏi bể Để bơm nước vào bể phản ứng, mô hình sử dụng bơm nhu động Horiba (Nhật Bản) với lưu lượng lên đến 190 mL/phút Để ngăn chặn sự phát triển của tảo, mô hình được che phủ bằng nilong đen, bảo vệ khỏi ánh sáng mặt trời Bên trong mô hình, các giá thể mang Felibendy có hình dạng hộp chữ nhật kích thước 10 x 10 x 8 mm được cắt nhỏ nhằm tăng tổng diện tích bề mặt, đảm bảo mật độ thể tích của giá thể mang trong mô hình đạt 60-70%.

2 Mô hình PN (Partial nitrification – mô hình bể nitrit hoá bán phần)

Mô hình nitrit hóa bán phần (PN) được sử dụng trong nghiên cứu này là sản phẩm kế thừa của đề tài B2015-03-15 cấp Bộ đã được nghiệm thu năm 2017 [10].

Mô hình PN dạng hình hộp chữ nhật kích thước đáy là 105 × 200 (mm), cao

310 (mm), dung tích tổng cộng V= 6,2 L Trong đó, kích thước ngăn phản ứng là B×L×H = 100 × 170 × 220 (mm) Kích thước ngăn phân phối: B×L×H = 30 ×

100 × 260 (mm) Ngăn phản ứng có bố trí 2 tấm giá thể mang Felibendy dày 8mm có kích thước 150 x 250 (mm) đã được cấy vi khuẩn Nitrosomonas Trong mô hình

Mô hình PN được thiết kế với hai tấm giá thể Felibendy đặt song song, chia ngăn phản ứng thành ba phần nhằm duy trì điều kiện hiếu khí Thiết bị bao gồm bộ ổn nhiệt cho phép điều chỉnh nhiệt độ từ 15-40 độ C, máy sục khí với lưu lượng từ 1,5-5 L/phút, cùng hệ thống ống dẫn nước vào và ra Nước được cung cấp cho mô hình thông qua máy bơm nhu động Horiba của Nhật Bản, có khả năng đạt lưu lượng lên đến 190 mL/phút.

3.2.2 Chuẩn bị vi sinh vật

Hình 3.6 Vi khuẩn Nitrosomonas trong chế phẩm dạng bột

Hình 3.7 Vi khuẩn Planctomycetes (Candidatus Brocadia anammoxidans) dưới dạng bùn hạt

Hình 3.8 Vi khuẩn Nitrosomonas đã được dính bám trên giá thể mang

Hình 3 9 Vi khuẩn Planctomycetes đã được dính bám trên giá thể mang

Trong quá trình nitrit hoá bán phần, vi khuẩn Nitrosomonas đóng vai trò quan trọng trong việc chuyển hoá amoni thành nitrit Vi khuẩn này được Viện Sinh học nhiệt đới, thuộc Viện Hàn lâm và Khoa học Việt Nam, sản xuất dưới dạng chế phẩm khô để bảo quản và sử dụng hiệu quả.

Nitrosomonas với khối lượng 100g (tương đương 10^9 CFU/g) được kích hoạt và hòa vào dung dịch nước thải nhân tạo để ngâm giá thể Felibendy Quá trình sục khí được thực hiện nhằm tạo ra môi trường hiếu khí với nồng độ oxy hòa tan (DO) từ 2-2,5 mg/L, và nước thải nhân tạo được thay đổi hàng ngày để duy trì hiệu quả.

Sau 2 tuần lấy tấm vật liệu Felibendy đã được phân bố vi khuẩn ra và đặt vào mô hình PN.

Vi khuẩn Planctomycetes, cụ thể là chủng Candidatus Brocadia anammoxidans, được sử dụng trong thí nghiệm dưới dạng bùn hạt từ công ty Meidensa, Nagoya, Nhật Bản Để cung cấp vi khuẩn này cho mô hình Anammox, 100 g vi khuẩn Planctomycetes dạng hạt (tương đương 10^9 CFU/g) được hòa vào dung dịch nước thải nhân tạo chứa amoni và nitrit Sau đó, giá thể mang Felibendy được ngâm trong bình chứa dung dịch có vi khuẩn.

Planctomycetes trong thời gian 3 tuần, sau đó lấy vật liệu Felibendy đã được vi khuẩn dính bám trên đó ra và đặt vào mô hình AX.

1 Nước thải cho thí nghiệm 1: a Thành phần của nước thải nhân tạo

Thí nghiệm 1 sử dụng nước thải nhân tạo (bảng 3.1) có chứa amoni và nitrit với tỉ lệ tương đương 1:1 phù hợp để tiến hành quá trình Anammox.

Bảng 3.1 Thành phần nước thải nhân tạo sử dụng trong thí nghiệm 1

Thành phần Đơn vị Nồng độ

EDTA (mg/L) 5.0 b Quy trình pha nước thải nhân tạo

Nước thải nhân tạo được tiến hành pha hàng ngày với quy trình pha nước thải như sau:

- Bước 1: Pha dung dịch hoá chất đậm đặc và cất giữ trong tủ lạnh để sử dụng pha nước thải nhân tạo hàng ngày:

+ Sấy hoá chất (NH4)2SO4, NaNO2, KHCO3, KH2PO4, FeSO4.7H2O ở 105 0 C trong vòng 1 giờ để loại bỏ độ ẩm

+ Dùng cân điện tử để cân lượng hoá chất cần thiết

+ Dùng nước cất để pha hoá chất để có được nồng độ theo yêu cầu như trong bảng 3.1.

+ Đổ vào chai, dán nhãn và cất trong tủ lạnh (khoảng 4 0 C)

- Bước 2: Nước thải nhân tạo được pha hàng ngày:

+ Lấy một thể tích nước cần dùng trong một ngày (phụ thuộc vào HRT của giai đoạn nghiên cứu) vào can từ vòi nước của phòng thí nghiệm.

+ Thêm lượng dung dịch hoá chất đậm đặc (theo tính toán) vào thể tích nước trên và khuấy đều.

+ Sử dụng khí nitơ để đuổi oxi trong nước, đo nồng độ oxi hoà tan trong nước đến khi DO trong nước dưới 0,5 mg/L thì dừng lại.

Bước 3: Sử dụng nước thải nhân tạo được pha trong ngày, và bảo quản trong can đậy kín Để ngăn không khí bên ngoài xâm nhập, cần trít silicon ở vị trí ống dẫn nước vào bơm nhu động.

2 Nước thải cho thí nghiệm 2: a Thành phần nước thải sinh hoạt thực tế theo các giai đoạn của thí nghiệm 2

Nước thải sinh hoạt từ bể tự hoại của ký túc xá Đại học Xây Dựng Hà Nội có đặc điểm là nước thải đen với nồng độ đậm đặc (nước thải M 0) Để bảo vệ vi khuẩn trong hệ mô hình PN/AX và mô phỏng hiệu quả nước thải của hệ thống thoát nước chung, thí nghiệm được thực hiện với nồng độ nước thải tăng dần qua 3 giai đoạn.

- Giai đoạn 1: nước thải được pha loãng có nồng độ tổng nitơ trung bình trong khoảng 40-45 mg/L (nước thải pha loãng M 2 ).

- Giai đoạn 2: nước thải được pha loãng có nồng độ tổng nitơ trung bình trong khoảng 85-90 mg/L (nước thải pha loãng M 1 ).

- Giai đoạn 3: nước thải sau bể tự hoại không pha loãng (M0)

Bảng 3 2 Thành phần nước thải thực tế trong thí nghiệm 2

Thông số Đơn vị Giai đoạn 1

Giai đoạn 3 (NT không pha loãng M 0 )

Để thực hiện thí nghiệm, quy trình pha loãng nước thải sinh hoạt thực tế được chia thành ba giai đoạn với các chỉ số quan trọng như DO (mg/L) và độ kiềm (mg CaCO3/l) Cụ thể, chỉ số DO ở các mức 2,0-2,5; 1,5-2,0; và 0,8-1,5, trong khi độ kiềm lần lượt là 85±10,5; 105±13,5; và 150±15,5 Việc lấy mẫu và pha loãng nước thải sau bể tự hoại được thực hiện theo trình tự để tạo ra các mẫu nước thải thực tế M0, M1, M2 phục vụ cho ba giai đoạn nghiên cứu.

- Bước 1: Lấy nước thải từ bể điều hòa nước thải, phân tích các thông số

(NH4 +-N, NO2 N, NO3 N, COD, pH, DO) để xác định được nồng độ các chất trong dung dịch nước thải thật M0 (nước thải không pha loãng).

Bước 2: Pha loãng mẫu nguyên chất M0 thành M1 bằng cách lấy một thể tích mẫu M0 và một thể tích nước máy theo tỉ lệ 1:1, sau đó hòa trộn để thu được mẫu M1 Tiếp theo, tiếp tục pha loãng mẫu M1 bằng cách lấy một thể tích mẫu M1 và một thể tích nước máy theo tỉ lệ 1:1 để tạo ra mẫu M2.

- Bước 3: Phân tích lại các thông số chất lượng nước và ghi vào bảng số liệu.

3 Nước thải cho thí nghiệm 3: a Thành phần nước thải nhân tạo có tỉ lệ C/N khác nhau

Trong thí nghiệm 3, nghiên cứu đã đánh giá tác động của hàm lượng các hợp chất hữu cơ đối với quá trình Anammox bằng cách sử dụng nước thải nhân tạo Các tỉ lệ C/N được điều chỉnh tăng dần từ 0, 1,0, 2,0, 3,5, 5,0 đến 7,0.

Bảng 3 3 Thành phần nước thải nhân tạo sử dụng trong thí nghiệm 3

Thành phần Đơn vị Giá trị

COD (Glucose) (mg/L) 0-350 b Quy trình pha nước thải có tỉ lệ C/N khác nhau trong thí nghiệm 3

Nước thải nhân tạo với tỉ lệ C/N được sử dụng trong các thí nghiệm 3 được pha chế hàng ngày và lưu trữ trong can để bơm vào mô hình Quy trình pha chế nước thải diễn ra theo các bước cụ thể để đảm bảo chất lượng và hiệu quả trong thí nghiệm.

Bước đầu tiên là pha chế dung dịch hoá chất đậm đặc, tương tự như quy trình chuẩn bị trong thí nghiệm 1 Sau khi pha chế, dung dịch đậm đặc này cần được bảo quản trong tủ lạnh ở nhiệt độ khoảng 4 độ C để sử dụng dần.

- Bước 2: Nước thải nhân tạo của thí nghiệm 3 được pha hàng ngày:

+ Lấy một thể tích nước cần dùng trong một ngày vào can từ vòi nước của phòng thí nghiệm

Thêm một lượng dung dịch hóa chất đậm đặc đã được tính toán vào thể tích nước để đạt được nồng độ tổng nitơ khoảng 50 mg/L và khuấy đều.

+ Thêm một lượng glucose (tương ứng với tỉ lệ C/N của từng giai đoạn nghiên cứu) và khuấy đều.

+ Sử dụng khí nitơ để đuổi oxi trong nước, đo nồng độ oxi hoà tan trong nước đến khi DO trong nước dưới 0,5 mg/L thì dừng lại.

- Bước 3: Sử dụng nước thải nhân tạo đã pha để tiến hành thí nghiệm.

3.2.4 Lựa chọn và kiểm soát thông số vận hành

Trong quá trình thực hiện thí nghiệm, việc kiểm soát các thông số như nồng độ oxy hòa tan, nhiệt độ và pH là rất quan trọng Ngoài ra, thời gian lưu thủy lực cũng cần được khảo sát để xác định thời gian phù hợp cho mô hình phản ứng tầng cố định sử dụng giá thể mang Felibendy.

Nồng độ oxy hòa tan (DO) trong bể nitrit hóa bán phần được duy trì ở mức khoảng 2 mg/L bằng cách sử dụng máy sục khí, nhằm hỗ trợ quá trình hiếu khí cho vi khuẩn Nitrosomonas chuyển hóa amoni thành nitrit Đối với quá trình Anammox, cần đảm bảo điều kiện kỵ khí, do đó nồng độ oxy hòa tan trong mô hình AX luôn được giữ dưới 0,5 mg/L bằng cách sục khí N2 và đậy kín bình chứa nước thải để ngăn oxy xâm nhập Nồng độ oxy hòa tan được theo dõi và kiểm soát bằng máy đo DO khoảng 4 lần mỗi ngày.

Trình tự tiến hành nghiên cứu thực nghiệm

1 Nội dung của thí nghiệm 1: tiến hành nghiên cứu quá trình Anammox sử dụng giá thể mang Felibendy để xử lý nitơ trong nước thải nhân tạo trên mô hình phản ứng tầng cố định.

Hình 3 10 Nội dung thí nghiệm 1

+ Thiết lập mô hình AX sử dụng kỹ thuật phản ứng tầng cố định.

Cấy vi khuẩn Planctomycetes lên 100g giá thể Felibendy kích thước 10x10x8mm và đặt trong mô hình phản ứng AX, sử dụng tấm lưới chặn phía trên để giữ các giá thể cố định, chiếm khoảng 70% thể tích mô hình.

Tiến hành pha chế nước thải nhân tạo chứa các hợp chất nitơ theo bảng 3.1 Mô hình thí nghiệm được vận hành qua 4 giai đoạn, tương ứng với 4 thời gian lưu thủy lực giảm dần từ 24 giờ xuống 18 giờ, 12 giờ và 6 giờ, đồng thời nồng độ cơ chất đầu vào được tăng dần theo bảng 3.4.

Nước thải nhân tạo MÔ HÌNH AX (TẦNG

CỐ ĐỊNH) + Vật liệu Felibendy (10x10x8mm) Đánh giá hiệu quả xử lý của mô hình

Xác định tốc độ loại bỏ cơ chất lớn nhất

Giảm dần thời gian lưu thuỷ lực

Tăng dần nồng độ cơ chất đầu vào

(a) (b) Hình 3 11 Hình ảnh thí nghiệm 1: (a) Sơ đồ mô hình AX; (b) Mô hình AX khi vận hành thí nghiệm

3 Thông số vận hành của thí nghiệm 1

Bảng 3.4 Thông số vận hành của mô hình trong thí nghiệm 1

Thông số Giai đoạn 1 Giai đoạn 2 Giai đoạn 3 Giai đoạn 4

MÔ HÌNH TẦNG CỐ ĐỊNH (FBR)

MÔ HÌNH NITRIT HOÁ BÁN PHẦN (PN)

Giảm dần thời gian lưu thuỷ lực

Tăng dần nồng độ cơ chất đầu vào

4 Nguyên tắc hoạt động của mô hình AX

Nước thải nhân tạo được pha chế trong phòng thí nghiệm và bơm vào mô hình qua bơm nhu động từ dưới lên, đi qua lớp giá thể Felibendy đã cấy vi khuẩn Vi khuẩn bám trên vật liệu sinh học hình thành lớp màng sinh học, nơi các vi sinh vật Planctomycetes sử dụng nitrit và amoni trong nước thải để thực hiện quá trình oxi hoá kỵ khí amoni thành khí nitơ Nước thải sau đó được xả ra ngoài qua lỗ tràn ở phía trên mô hình Mô hình hoạt động liên tục với thời gian lưu nước tương ứng là 24h, 18h, 12h và 6h.

Thí nghiệm thứ 2 đã được thực hiện với hệ mô hình PN/AX nhằm xử lý các hợp chất nitơ trong nước thải sinh hoạt thực tế, được lấy từ bể tự hoại của ký túc xá trường Đại học Xây Dựng Hà Nội.

1 Nội dung thí nghiệm 2: tiến hành nghiên cứu xử lý nitơ trong nước thải sinh hoạt bằng quá trình nitrit hoá bán phần và quá trình Anammox.

Hình 3 12 Nội dung thí nghiệm 2 Đánh giá hiệu quả xử lý của hệ mô hình PN+FBR

Mô hình Nitrit hoá bán phần (PN)

Xác định HRT phù hợp với từng mô hình

Xác định phương trình động học phù hợp

Tăng dần nồng độ cơ chất đầu vàoGiảm dần thời gian lưu thủy lực

+ Thiết lập mô hình nitrit hóa bán phần (mô hình PN) sử dụng tấm vật liệu Felibendy kích thước 150 x 250 x 8 (mm) là giá thể cho vi khuẩn Nitrosomonas dính bám.

Mô hình Anammox (AX) sẽ tiếp tục được sử dụng với kỹ thuật phản ứng tầng cố định, sử dụng giá thể mang Felibendy có kích thước hình hộp chữ nhật 10 x 10 x 8 mm, đã được vận hành trong thí nghiệm 1.

Hệ mô hình PN/AX được thiết kế với các thiết bị như bơm nhu động, thiết bị ổn nhiệt, và máy sục khí cho mô hình PN, cùng với các can chứa nước thải Giữa hai mô hình này có một can nước thải trung gian, giữ vai trò là nơi chứa nước thải đầu ra của mô hình PN và nước thải đầu vào cho mô hình AX.

Vận hành hệ mô hình thí nghiệm theo các thông số được chỉ định trong bảng 3.5 và bảng 3.6, sử dụng nước thải thực tế có thành phần như đã nêu trong bảng 3.2 làm nước đầu vào cho hệ thống.

Hình 3 13 Sơ đồ mô hình thí nghiệm 2 (hệ mô hình PN/AX)

Hình 3 14 Hình ảnh thí nghiệm 2 (hệ mô hình PN/AX)

3 Thông số vận hành của thí nghiệm 2

Mô hình nitrit hoá bán phần và Anammox đã được vận hành trong 210 ngày, chia thành 3 giai đoạn nghiên cứu khác nhau Mỗi giai đoạn tập trung vào thời gian lưu nước và nồng độ các chất bẩn chứa nitơ trong nước thải, được trình bày chi tiết trong bảng 3.5.

Bảng 3.5 Thông số vận hành hệ thống PN/AX

Giai đoạn Từ ngày đến ngày NH 4 + -N vào

(Độ lệch chuẩn được tính cho n giá trị tương ứng trong bảng)

Bảng 3.6 Các thông số kiểm soát vận hành hệ thống PN/AX

Mô hình Nhiệt độ ( 0 C) pH DO (mg/L) Vi khuẩn

4 Nguyên tắc hoạt động của hệ mô hình PN/AX

Để đạt được tỉ lệ nitrit/amoni phù hợp cho quá trình Anammox trong nước thải sinh hoạt có nồng độ nitrit thấp, cần bổ sung mô hình PN (mô hình nitrit hoá bán phần) trước mô hình AX Hệ mô hình PN/AX bao gồm hai mô hình nối tiếp nhau, trong đó nước thải đầu ra của mô hình PN là đầu vào của mô hình AX Nước thải được bơm từ can chứa vào mô hình PN qua ngăn phân phối và vào ngăn phản ứng, nơi có tấm giá thể Felibendy Tại đây, vi khuẩn Nitrosomonas sẽ oxi hoá amoni thành nitrit, tạo tỉ lệ NO2 N/NH4+-N ≈ 1:1, điều kiện cần thiết cho phản ứng Anammox Sau khi qua mô hình PN, nước thải sẽ được bơm vào mô hình AX, nơi quá trình oxi hoá kỵ khí amoni diễn ra và nitơ trong nước thải được xử lý, cuối cùng nước thải sau xử lý sẽ tràn ra ngoài qua lỗ tràn.

Thí nghiệm 3 sử dụng nước thải nhân tạo có tỉ lệ C/N khác nhau, tăng dần từ

1 Nội dung thí nghiệm 3: tiến hành nghiên cứu ảnh hưởng của hàm lượng chất hữu cơ đến hiệu quả xử lý của quá trình Anammox và xác định các thông số động học của quá trình Anammox tương ứng với từng tỉ lệ C/N khác nhau.

Xác định ảnh hưởng của hàm lượng các chất hữu cơ đến quá trình Anammox

Xác định thông số động học của phương trình Stover Kincannon đối với các tỉ lệ COD/TN khác

Hình 3.15 Nội dung thí nghiệm 3

Lắp đặt bộ ba mô hình phản ứng tầng cố định (AX1, AX2, AX3) với cấu tạo đồng nhất, sử dụng giá thể Felibendy đã được chuẩn bị sẵn vi khuẩn Planctomycetes từ các thí nghiệm trước.

+ Vận hành bộ mô hình với các thông số vận hành như bảng 3.7 sử dụng nước thải nhân tạo có thành phần như trong bảng 3.6.

+ Tiến hành thí nghiệm với nước thải nhân tạo không có chất hữu cơ (tỉ lệ C/N=0).

+ Nâng dần tỉ lệ C/N trong nước thải từ 0 lên 1,0; 2,0; 3,5; 5,0; 7,0 để đánh giá sự ảnh hưởng của hàm lượng chất hữu cơ đến hiệu quả xử lý của quá trình.

Sử dụng số liệu thí nghiệm để xây dựng phương trình động học phản ứng giúp xác định các thông số động học của quá trình xử lý nước thải, tương ứng với các tỉ lệ C/N khác nhau.

NT nhân tạo có tỉ lệ

Xác định ảnh hưởng của hàm lượng các chất hữu cơ đến QT Anammox

Xác định thông số động học của quá trình Stover Kincannon đối với tỉ lệ C/N khác nhau

Hình 3.16 Sơ đồ mô hình thí nghiệm 3

Hình 3.17 Hình ảnh mô hình thí nghiệm 3 trong phòng thí nghiệm

3 Thông số vận hành mô hình

Nghiên cứu được tiến hành trong thời gian 150 ngày với với các thông số vận hành được trình bày trong bảng 3.7.

Bảng 3.7 Thông số vận hành hệ mô hình AX1, AX2, AX3

(mg/L) 48,6±0,7 48,8±0,7 49,1±0,5 49,3±0,4 49,3±0,3 49,0±0,3 49,2±0,5 49,0±0,4 (Độ lệch chuẩn được tính cho n= 10 giá trị)

4 Nguyên tắc hoạt động của 3 mô hình AX1, AX2, AX3:

Ba mô hình AX1, AX2 và AX3 có cấu tạo giống nhau nhưng hoạt động với thời gian lưu thủy lực khác nhau là 6h, 9h và 12h Các cột AX1, AX2 và AX3 sử dụng giá thể Felibendy dạng khối đã được làm giàu vi khuẩn từ các giai đoạn trước để duy trì sự ổn định của vi khuẩn Nước thải nhân tạo được bổ sung glucose để tạo ra các tỉ lệ C/N khác nhau, tăng dần từ 0 đến 7,0, và được chứa trong can chứa nước thải Quá trình bơm nhu động được sử dụng để chuyển nước thải từ can vào ba mô hình Trong các mô hình này, quá trình Anammox diễn ra, và mẫu nước thải đầu vào và đầu ra được lấy và phân tích mỗi 3 ngày.

Phương pháp lấy mẫu, phân tích mẫu và xử lý số liệu

- Nước thải đầu vào và đầu ra của mô hình thí nghiệm được lấy với tần suất trung bình 2-3 ngày/lần.

Tại mỗi vị trí lấy mẫu, lượng nước thải 100ml được thu thập vào chai đựng mẫu, đảm bảo không để không khí xâm nhập bằng cách đóng chặt nắp Nước thải sau đó được bảo quản lạnh trong tủ lạnh của phòng thí nghiệm để giữ nguyên chất lượng mẫu.

- Mẫu nước thải được phân tích tại phòng thí nghiệm bộ môn Cấp thoát nước, Trường Đại học Xây dựng Hà Nội.

3.4.2 Phương pháp phân tích Để đánh giá hiệu quả xử lý của mô hình, tiến hành xác định các thông số hoá học đánh giá chất lượng nước trước và sau mô hình Phương pháp phân tích được tiến hành theo “Standard methods for the examination of water and wastewater” [24].

1 Chỉ tiêu pH: Dùng máy đo Hatch HQ30d.

2 Nồng độ oxi hoà tan DO (mgO2/L): Dùng điện cực oxi hoà tan - máy đo oxi Hatch HQ30d Độ chính xác ± 0,1 mgO2/L

3 Xác định hàm lượng amoni N-NH4 + (mgN/L): Phương pháp so màu với thuốc thử Nessler để xác định hàm lượng Amoni có trong mẫu tạo phức chất màu vàng có độ hấp thụ cực đại tại bước sóng (λ = 425 nm).

Nồng độ amoni được xác định theo phương trình đường chuẩn: y = 7,2082 x – 0,0613 (R 2 =0,99842) (3.1)

Trong đó: y là độ hấp thu ở bước sóng 425nm x là nồng độ amoni (mgN/L) Độ chính xác của phép đo là ± 0,01 mgN/L

4 Xác định hàm lượng nitrit N-NO2 - : Phương pháp so màu, ở pH từ 2-2,5, nitrit sẽ tạo sự kết hợp với acid sunfanilic diazo (Griss A) và α-naptylamin (Griss

B) cho mầu hồng đỏ, đem đo ở bước sóng 520 nm để xác định hàm lượng nitrit trong nước.

Nồng độ nitrit được xác định theo phương trình đường chuẩn: y = 2,2412 x – 0,0328 (R 2 = 0,99328) (3.2) trong đó: y là độ hấp thu ở bước sóng 520nm x là nồng độ nitrit (mgN/L) Độ chính xác ± 0,01 mgN/L

5 Xác định hàm lượng nitrat N-NO3 -: Phương pháp so màu, acid nitric giải phóng từ muối nitrat tác dụng với acid nitrofenoldisunfonic cho phức vàng đem soi màu ở bước sóng 430 nm để xác định hàm lượng nitrat.

Nồng độ nitrat được xác định theo phương trình đường chuẩn: y = 0,669 x – 0,0068 (R 2 = 0,993) (3.3) trong đó: y là độ hấp thu ở bước sóng 430nm x là nồng độ nitrit (mgN/L) Độ chính xác ± 0,01 mgN/L

6 Xác định hàm lượng COD (mgO2/L): mẫu được đun hồi lưu với K2Cr2O7 và chất xúc tác là bạc sunfat Ag2SO4 trong môi trường axit H2SO4 đặc ở nhiệt độ

150 0 C trong thời gian 2h Lấy ra để nguội và tiến hành đo mật độ quang ở bước sóng 600nm.

Nồng độ COD được xác định bằng phương trình đường chuẩn y = 2788,4 x – 11,269 với hệ số xác định R² = 0,99079 Trong đó, y đại diện cho độ hấp thu tại bước sóng 600nm và x là nồng độ nitrit tính bằng mgN/L, với độ chính xác đạt ± 0,01 mgN/L.

3.4.3 Phương pháp xử lý số liệu

Số liệu được xử lý trên phần mềm Microsoft Excel phiên bản 2010 theo phương pháp thống kê toán học của 3 lần phân tích cùng một chỉ tiêu.

Trị số trung bình số học x được tính:

(3.5) Độ lệch chuẩn S được tính bằng công thức:

Hàm lượng tổng nitơ trong nước thải được xác định:

Tải lượng tổng nitơ (NLRTIN) đầu vào được xác định:

Tốc độ loại bỏ tổng nitơ (NRRTIN) được xác định:

Hiệu quả loại bỏ tổng nitơ (NRETN) được xác định:

Tải lượng amoni đầu vào (NLRNH4) được xác định:

Tốc độ loại bỏ amoni (NRRNH4) được xác định:

Hiệu quả loại bỏ amoni (NRENH4) được xác định: h(((((((((((((((�9 : − �)?àA − (((((((((((((((�9 : − �)B/i (3.13)

Hiệu quả loại bỏ nitrit (NRENO2) được xác định:

Tỉ lệ sinh nitrat trên tổng nitơ loại bỏ được xác định:

3.4.4 Phương pháp xác định chủng vi khuẩn

Kỹ thuật sinh học phân tử, đặc biệt là PCR (Polymerase chain reaction), đã trở thành một phương pháp hiệu quả trong việc nhận diện và định danh vi sinh vật Cơ sở khoa học của phương pháp này dựa trên tính đặc trưng của trình tự gen của từng loài sinh vật Một trong những gen quan trọng được công nhận toàn cầu trong việc nhận diện vi khuẩn là trình tự 16S rDNA, mã hóa cho trình tự 16S RNA.

Thí nghiệm được tiến hành với bùn sinh khối Anammox là chủng

Candidatus Brocadia anammoxidans được công ty Meidensa Nhật Bản cung cấp.

Sau khi tiến hành thí nghiệm với nước thải thực từ bể tự hoại của trường Đại học Xây dựng, mẫu giá thể mang Felibendy dạng khối đã được lấy ra khỏi mô hình Mẫu này sau đó được gửi đến Trung tâm Nghiên cứu và Phát triển Công nghệ Sinh học, Viện Công nghệ Sinh học và Công nghệ Thực phẩm, trường Đại học Bách Khoa Hà Nội để phân tích và xác định các chủng vi khuẩn tồn tại trên giá thể mang.

Trình tự xác định chủng vi khuẩn trên giá thể mang như sau:-

Tiến hành thiết kế đoạn mồi bằng cách lấy 10 trình tự 16S rDNA của chủng Candidatus Brocadia anammoxidans từ ngân hàng dữ liệu NCBI Dữ liệu nucleotide sau khi thu thập được đưa vào công cụ so sánh Multalin để xác định các vùng bảo tồn.

Trình tự được lựa chọn sẽ được nhập vào phần mềm FastPCR để tính toán các thông số cần thiết Yêu cầu cho trình tự bao gồm độ dài khoảng 20-25 nucleotide, không có khả năng tự bắt cặp bổ sung, không bắt cặp bổ sung giữa hai trình tự mồi, và nhiệt độ gắn mồi phải nằm trong khoảng 55-62 độ C.

- Cặp mồi được đặt tổng hợp bởi hãng IDT với nhiệt độ gắn mồi dự kiến là

59 o C: 30 nucleotide đầu 5’ và 3’ của gen được sử dụng để tiến hành thiết kế mồi xuôi và mồi ngược tương ứng (bảng 3.8).

Bảng 3.8 Thông số mồi xuôi mồi ngược Mồi xuôi:

- Sau khi có được cặp mồi đặc hiệu gen 16S rDNA của chủng Candidatus

Brocadia anammoxidans thực hiện phản ứng PCR nhằm khuếch đại đoạn gen 16S rDNA, sử dụng DNA khuôn được tách từ mẫu gốc và sau khi xử lý từ giá thể mang.

Dựa vào kết quả phân tích băng DNA từ mẫu gốc và mẫu sau xử lý, chúng tôi xác định tính phù hợp với kích thước lý thuyết của đoạn mồi Điều này giúp kết luận về sự hiện diện của vi khuẩn Candidatus Brocadia anammoxidans trong mẫu nghiên cứu.

3.4.5 Phương pháp xây dựng phương trình toán để xác định thông số động học của quá trình nitrit hoá bán phần và quá trình Anammox

Các thông số mô tả động học của quá trình nitrit hoá bán phần và Anammox được xác định thông qua các phương trình động học dựa trên dữ liệu thực nghiệm Sử dụng phần mềm Microsoft Excel, các phương trình tuyến tính được thiết lập để thể hiện mối quan hệ giữa các biến trong nghiên cứu.

Phương trình động học bậc 1

Trong chương 2, phương trình động học bậc 1 đã được thiết lập và được biểu diễn bằng phương trình 2.14 và 2.15 (chương 2) như sau:

Hằng số loại bỏ cơ chất bậc một k1 (ngày -1 ) trong phương trình (2.5) được xác định bằng việc xác định mối liên hệ giữa (S0-Se)/HRT và Se.

Các điểm trên đồ thị dựng được từ số liệu phân tích mẫu, trục hoành là giá trị

Trục tung được xác định bằng giá trị (Si-Se)/HRT, và để xây dựng phương trình đường thẳng tuyến tính y = k.x, chúng ta sử dụng phần mềm Microsoft Excel để phân tích dữ liệu Hệ số tương quan R² được tính toán để đánh giá sự phù hợp của mô hình Hằng số loại bỏ cơ chất bậc một k1, tương đương với độ dốc của đồ thị, được xác định là k1 = k.

Phương trình động học bậc 2 Grau

Trong chương 2, phương trình động học bậc 2 Grau đã được thiết lập và được biểu diễn bằng phương trình (2.16) và (2.19) (chương 2) như sau: dS S& %

Sử dụng phần mềm Microsoft Excel để lập phương trình tuyến tính dạng y = a.x + b từ các số liệu thực nghiệm cho thấy mối quan hệ giữa HRT/E (trục tung) và HRT (trục hoành) Các hệ số a và b được xác định từ đường thẳng tuyến tính đã được xây dựng Hằng số tốc độ loại bỏ cơ chất trong mô hình động học bậc hai được tính theo công thức 2.13 trong chương 2.

Trong đó S0 là nồng độ cơ chất ban đầu (mg/L) và X là sinh khối vi khuẩn trong mô hình phản ứng (mg/L).

Phương trình động học Stover Kincannon

Trong chương 2, phương trình động học Stover Kincannon được thiết lập và được biểu diễn bằng phương trình 2.21 và 2.23 (chương 2) như sau:

Thiết lập mối liên hệ giữa 2 đại lượng HRT/(S0-Se) (trục tung) và HRT/S0

(trục hoành), sử dụng phần mềm Microsoft Excel thể hiện phương trình 2.18 dưới dạng phương trình tuyến tính y = c.x + d.

Tốc độ tiêu thụ cơ chất lớn nhất Umax (mg/L/ngày) và hằng số bán bão hoà

KB (mg/L/ngày) được xác định theo công thức sau: Umax = 1/d và KB = c/d

Diễn biến và hiệu quả xử lý NH4+ trong mô hình