TỔNG QUAN
Tổng quan về nước rỉ rác cũ
Thành phần hoá học trong nước thải thấm ra từ bãi rác sinh hoạt (chủ yếu là rác hữu cơ) phụ thuộc vào mức độ phân huỷ của rác: điều kiện thời tiết, độ ẩm và tuổi của bãi rác Thành phần hoá học của nước rác trước hết phụ thuộc vào mức độ phân huỷ của rác (nhiệt độ, độ ẩm, tuổi, điều kiện môi trường) Nước thải từ các bãi rác với mức độ phân huỷ thấp (mới, mùa khô, lạnh) đang trong giai đoạn axit hoá thì 80 - 90% chất hữu cơ trong đó là các axit hữu cơ dễ bay hơi có khả năng sinh huỷ cao Ngược lại nước thải từ bãi rác có độ phân huỷ sâu (giai đoạn tạo khí metan đang và sắp kết thúc) thì các chất hữu cơ trong đó chủ yếu là các chất trơ, khó sinh huỷ như axit humic, fulvic, tannin, lignin và amoni với hàm lượng rất cao
Theo Robinson và Gronow thì nồng độ ammonium trong nước rác nằm trong khoảng 194-3.610 mg/l khi rác phân huỷ trong giai đoạn axit hoá và 283-2.040 mg/l trong giai đoạn metan hoá
Nước rác được tách ra khỏi bãi chôn, thường được gom về các hồ chứa trước 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, khô, hanh, nóng, lạnh) và thực vật là đối tượng đáng quan tâm khi đánh giá đặc trưng của nước rỉ rác
Nước rỉ rác tại bãi chôn lấp lâu năm đa phần chứa các hợp chất hữu cơ phức tạp và khó phân hủy sinh học Đáng lưu ý là hàm lượng nitơ cao, trong đó 90% tồn tại dưới dạng NH3, khi thải ra môi trường sẽ gây độc cho thủy sinh và hiện tượng phú dưỡng hóa Thành phần và tính chất nước rỉ rác bãi rác Gò Cát như Bảng 2.1
Bảng 2.1 Thành phần tính chất nước rỉ rác bãi rác Gò Cát, (Biếc, 2013)
Chỉ tiêu Đơn vị Giá trị nhỏ nhất
Giá trị trung bình Độ lệch chuẩn
Số lần lấy mẫu pH - 8,4 8,9 8,7 ± 0,1 32 Độ kiềm mg CaCO3/L 11.300 16.200 14.380 ± 1.160 32
Chỉ tiêu Đơn vị Giá trị nhỏ nhất
Giá trị trung bình Độ lệch chuẩn
Bảng 2.1 cho thấy hàm lượng ammonium rất cao (3.790 ± 172 mg N/L) và hàm lượng COD cũng rất cao (3.512 ± 543 mg/L), có thể gây ổ nhiễm đến chất lượng nguồn nước mặt, nước ngầm và môi trường đất nếu như không được thu gom và xử lý hiệu quả.
Công nghệ xử lý nitơ truyền thống
Công nghệ xử lý nitơ truyền thống dựa trên quá trình nitrat hóa và khử nitrat, là quá trình chuyển hóa sinh hóa các hợp chất hữu cơ của nitơ có tính khử thành các hợp chất nitơ có tính oxy hóa Ammonium trong nước thải được loại bỏ qua hai giai đoạn: giai đoạn nitrat hóa (Nitrification) ở điều kiện hiếu khí và khử nitrat hóa (Denitrification) ở điều kiện thiếu khí
Công nghệ xử lý nitơ truyền thống dựa trên quá trình nitrat hóa và khử nitrat có nhiều hạn chế như hiệu quả xử lý nitơ thấp, khoảng 40-70%, không thích hợp xử lý nước thải có nồng độ nitơ cao; lượng bùn sinh ra lớn, do đó tốn chi phí cho việc xử lý bùn; phải bổ sung nguồn carbon cho quá trình xử lý; tốn nhiều năng lượng do sục khí cho quá trình xử lý; giá thành xử lý cao.
Công nghệ xử lý nitơ dựa trên quá trình anammox
Từ những năm 1995, phản ứng chuyển hóa hợp chất nitơ mới cả về lý thuyết và thực nghiệm đã được phát hiện trong nước thải Đó là phản ứng oxy hóa ammonium trong điều kiện kị khí (Anaerobic Ammonium Oxidation - Anammox) để tạo thành nitơ phân tử mà không cần cung cấp chất hữu cơ, chất dinh dưỡng (Hình 2.1)
Hình 2.1 Quá trình khử nitơ truyền thống và quá trình anammox
Bản chất của quá trình là ammonium được oxy hóa trong điều kiện kỵ khí mà nitrit là chất đóng vai trò nhận điện tử để tạo thành nitơ phân tử Đây là quá trình oxy hóa ammonium bởi nitrit xảy ra trong điều kiện không có O2 theo tỷ lệ giữa ammonium và nitrit bằng 1:1,32 Cơ chế sinh hóa dựa vào sự cân bằng sinh khối trong quá trình làm giàu bùn anammox được thiết lập ở phương trình (2.1)
+ 0,26 NO3 - + 2,03 H2O (2.1) Trong đó, quá trình khử ammonium trong điều kiện kỵ khí xảy ra trong điều kiện tự dưỡng mà NO2 -đóng vai trò không thể thiếu trong quá trình thực hiện sự chuyển hóa chất dinh dưỡng Đây là một chu trình sinh học của nitơ, nó cùng với quá trình amon hóa, nitrat hóa, khử nitrat và cố định nitơ tạo nên một chu kì khép kín của nitơ Cho đến nay đã phát hiện được 3 nhóm vi khuẩn anammox, cụ thể là Brocadia, Kuenenia và
Scalindua Về mặt phân loại, các vi khuẩn anammox này là những phần thành viên mới của nghành Planctomycetes, bộ Planctoycetales Mặc dù về nguyên tắc, vi khuẩn anammox tồn tại trong môi trường tự nhiên của các hệ xử lý nước thải có nồng độ ammonium cao, nhưng việc làm giàu, nuôi cấy gặp khó khăn do sinh trưởng chậm Do đó, việc làm giàu sinh khối là rất cần thiết đối với các hệ xử lý chuyên biệt
Quá trình anammox có thể được kết hợp với quá trình nitrit hóa bán phần trong hai bể phản ứng riêng biệt (two-stage) như SHARON - Anammox (Single reactor system for High activity Ammoni Removal Over Nitrite - Anammox, 1 bể thực hiện quá trình nitrite hóa bán phần, dòng ra của bể nitrite hóa bán phần là dòng vào bể tiếp theo sẽ thực hiện oxi hóa ammonium kị khí bởi vi khuẩn anammox) hoặc trong một bể phản ứng
(single-stage) như SNAP (Single-stage Nitrogen removal using Anammox and partial nitritation, là quá trình kết hợp nitrite hóa bán phần và quá trình anammox trong cùng một bể phản ứng có sử dụng giá thể), CANON (Completely Autotrophic Nitrogen Removal Over Nitrite, là quá trình kết hợp nitrit hóa bán phần và quá trình anammox trong cùng một bể phản ứng sử dụng vi sinh sinh trưởng lơ lửng), OLAND (Oxygen Limited Autotrophic Nitrification - Denitrification, là quá trình loại bỏ ammonium thông qua nitrite hóa và khử nitrite hóa ở điều kiện hạn chế oxy trong cùng một bể phản ứng)
So sánh với quá trình anammox kết hợp với quá trình nitrit hóa bán phần trong hai bể phản ứng riêng biệt (two-stage) thì quá trình anammox kết hợp với quá trình nitrit hóa bán phần trong một bể phản ứng (single-stage) có những ưu, nhược điểm như chỉ cần một bể phản ứng nên tiết kiệm được diện tích; chi phí đầu tư thấp hơn; nhu cầu oxy thấp nên tiết kiệm được chi phí thổi khí; do sử dụng chủng vi khuẩn tự dưỡng nên không cần phải bổ sung nguồn carbon hữu cơ; khả năng xử lý nitơ của bể phản ứng khá cao Tuy nhiên, việc kết hợp cả hai quá trình nitrit hóa bán phần và quá trình anammox trong cùng một bể phản ứng cũng gây trở ngại cho việc khởi động, vận hành và khắc phục sự cố vì phải cân bằng giữa hai quá trình, tốn nhiều thời gian để đạt hiệu suất cao ổn định.
Quá trình CANON
CANON là công nghệ kết hợp quá trình nitrit hóa bán phần và quá trình anammox trong cùng một bể phản ứng ở điều kiện oxy giới hạn
Quá trình CANON là quá trình xảy ra do sự tương tác của hai nhóm vi khuẩn tự dưỡng Ammonia Oxidizing Bacteria (AOB) và Anammox Bacteria Trong bể phản ứng CANON gồm hai quá trình xảy ra đồng thời là quá trình chuyển hóa ammonium thành nitrit (nitrit hóa bán phần - partial nitrification) nhờ nhóm vi khuẩn AOB gồm loài
Nitrosomonas, Nitrosospira, và quá trình chuyển hóa ammonium và nitrit thành khí nitrogen nhờ nhóm vi khuẩn anammox thuộc nhánh Planctomycetales gồm Candidatus
“Brocadia”, Candidatus “Kuenenia” và Candidatus “Scalindua” (Strous, 2000)
Theo K.A Third và cộng sự, (2005) quá trình oxi hóa ammonium (NH4 +) thành nitrit (NO2 -) nhờ vi sinh Nitrosomonas và Nitrosospira trong điều kiện giới hạn oxi theo phương trình (2.2):
NO2 - sinh ra từ phương trình (2.2) được vi khuẩn anammox thuộc nhóm
Planctomycetes sử dụng làm chất nhận điện tử trong điều kiện kị khí để oxi hóa NH4 +-
N Phản ứng thể hiện tại phương trình (2.3):
NH4 + + 1,3 NO2 - → 1,02 N2 + 0,26 NO3 - + 2 H2O (2.3) Quá trình anammox chuyển hóa NH4 + và NO2 - thành khí N2 và sinh ra một lượng nhỏ NO3 - Kết hợp phương trình (2.2) và (2.3) ta được phương trình (2.4), phương trình đặc trưng của quá trình CANON:
Từ các phương trình (2.4) cho thấy lượng oxy cần để loại bỏ 1 mg NH4 +-N là 1,94 mgO2 Lượng oxy được cung cấp vừa đủ để oxy hóa khoảng một nửa lượng NH4 +-
N trong nước thải đầu vào thành NO2 N, lượng NH4 +-N còn lại sẽ tham gia phản ứng với NO2 N vừa sinh ra dưới hoạt động của nhóm vi khuẩn anammox để tạo thành khí
N2 thân thiện với môi trường Theo phương trình (2.4), lượng kiềm tiêu thụ để loại bỏ 1 mg NH4 +-N là 5 mg CaCO3 và sinh ra 0,13 mg NO3 N/mg NH4 +-N bị loại bỏ
2.4.2 Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình CANON
Quá trình CANON kết hợp hai quá trình nitrit hóa bán phần và quá trình anammox xảy ra đồng thời trong cùng một bể phản ứng nên các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình CANON là tổng hợp các yếu tố ảnh hưởng đến hai quá trình đó, bao gồm: nhiệt độ, pH, DO, nồng độ Free Ammoni (FA, NH3) và Free Nitrous Acid (FNA, HNO2), độ kiềm, nồng độ ammoni, nồng độ nitrit tích lũy trong bể phản ứng, v.v
Theo Strous và cộng sự (1999) và Jetten và cộng sự (1999), khoảng pH và nhiệt độ thích hợp cho quá trình anammox là từ 6,7-8,3 (tối ưu pH = 8) và 20-43 o C (tối ưu ở
40 o C); còn theo Egli và cộng sự (2001) thì pH trong khoảng 6,5-9 (tối ưu ở pH = 8) và nhiệt độ tối ưu là 37 o C, hoạt tính anammox không còn ở 45 o C và không thể phục hồi, ở 11 o C thì hoạt tính anammox chỉ bằng 24% so với ở 37 o C Trong khi đó, pH = 7,5- 7,9 cần duy trì để hạn chế sinh trưởng của NOB, thích hợp cho AOB sinh trưởng (Vázquez-Padín và cộng sự, 2009)
Nồng độ FA và FNA pH và nhiệt độ có ảnh hưởng đáng kể đến giá trị FA và FNA Khi pH hoặc nhiệt độ tăng thì nồng độ FA tăng và FNA giảm và ngược lại khi pH hoặc nhiệt độ giảm thì nồng độ FA giảm và FNA tăng Nồng độ FA và FNA có thể ức chế hoạt tính của AOB và NOB, tuy nhiên, vi khuẩn NOB nhạy cảm hơn AOB nên khi vận hành bể phản ứng vận hành ở nồng độ ammonium cao có thể ức chế hoạt tính NOB (Anthonisen và cộng sự, 1976) Gabarró và cộng sự (2012) đã báo cáo rằng FNA 0,47 mg/L là nguyên nhân chính ức chế AOB ở 25 o C, còn ở 35 o C, FA và FNA ức chế AOB lần lượt là 123 mg/L và 0,12 mg/L Fernández và cộng sự (2012) đã báo cáo rằng nồng độ FA > 24 mg/L gây ảnh hưởng đến quá trình anammox và FA > 42,5 mg/L mất hoàn toàn hiệu suất, nên duy trì FA < 24 mg/L Waki và cộng sự (2007) báo cáo rằng FA từ 13-90 mg/L gây độc cho vi khuẩn Anammox, trong khi đó Tang và cộng sự (2010) lại cho rằng FA từ 57-187 mg/L gây ức chế vi khuẩn anammox Vi khuẩn anammox có thể chịu được nồng độ ammoni rất cao (> 1.000 mg/L) nhưng bị ức chế bởi nồng độ FA cao do pH cao Khi pH cao dẫn đến pH nội bào và ngoại bào khác nhau, nồng độ FA bên trong và bên ngoài tế bào của vi khuẩn cũng sẽ khác nhau Khi pH ngoại bào cao hơn pH nội bào, FA sẽ khuếch tán qua lớp màng tế bào Các nghiên cứu kết luận rằng FA là chất nền gây ức chế cho vi sinh vật, FA trong tế bào sẽ làm thay đổi pH nội bào, trường hợp xấu nhất có thể làm chết tế bào (Jin và cộng sự, 2012)
Cả AOB và NOB đều cần oxy để sinh trưởng, bằng cách vận hành với DO ở mức thấp hơn 0,3 mg O2/L sẽ hạn chế được sự phát triển của NOB (Wiesman, 1994) Vi khuẩn anammox sống ở điều kiện kỵ khí không cần oxy, nên trong bể phản ứng CANON, DO được duy trì ở mức giới hạn đủ để cho AOB tiêu thụ Theo Egli và cộng sự (2001), hoạt tính của vi khuẩn anammox có thể phục hồi ở nồng độ oxy thấp (< 1% không khí bão hòa) nhưng không thể phục hồi ở nồng độ oxy cao (> 18% không khí bão hòa) Như vậy, DO cần được kiểm soát nghiêm ngặt trong bể phản ứng Anammox để ngăn chặn tác động có hại tới quá trình (Jin và cộng sự, 2012)
Nồng độ nitrit tích lũy
Quá trình anammox ít bị ức chế bởi ammonium hay nitrat, có thể lên đến vài trăm mg N/L (Dapena-Mora và cộng sự, 2007) hoặc ít nhất 1.000 mg N/L (Strous và cộng sự, 1999), nhưng bị ức chế bởi nồng độ nitrit tích lũy trong bể phản ứng Theo Strous và cộng sự (1999), quá trình anammox bị ức chế hoàn toàn khi nồng độ nitrit trên 100 mg/L, để khôi phục hoạt tính anammox thì thêm một lượng vết chất trung gian của quá trình anammox (1,4 mg N/L hydrazine hoặc 0,7 mg N/L hydroxylamine) Ở những nghiên cứu khác lại thấy rằng nồng độ nitrit cao hơn mới gây ức chế hoàn toàn như là
185 mg N/L (Egli và cộng sự, 2001), 280 mg N/L (Isaka và cộng sự, 2007), còn Dapena- Mora và cộng sự (2007) thì thấy rằng nồng độ nitrit 350 mg N/L làm giảm 50% hoạt tính anammox Sự khác nhau này do quá trình anammox được thực hiện ở những điều kiện khác nhau, bể phản ứng khác nhau (Jin và cộng sự, 2012)
Kiềm có vai trò quan trọng trong quá trình nitrit hóa bán phần và quá trình anammox vì là nguồn dinh dưỡng cho vi khuẩn AOB và anammox tiêu thụ để thực hiện quá trình chuyển hóa Lượng kiềm tiêu thụ cho quá trình nitrit hóa bán phần kết hợp quá trình anammox tính theo lý thuyết là 5 mg CaCO3/mg NH4 +-N bị loại bỏ Vì vậy, tỉ lệ độ kiềm trên hàm lượng ammoni trong nước thải ảnh hưởng đến việc vận hành bể phản ứng CANON, điều chỉnh pH trong bể phản ứng hoặc bổ sung kiềm nếu tỉ lệ không đủ để phản ứng
2.4.3 Hiệu quả xử lý Nitơ
K.A Third và cộng sự, (2005) đã tổng hợp thông tin các mô hình ứng dụng quá trình nitrit hóa bán phần và anammox về hiệu quả xử lý nitơ và tốc độ tiêu thụ NH4 +-N được tổng hợp như bảng 2.2:
Bảng 2.2 Tổng quan sự chuyển hóa nitơ và tốc độ tiêu thụ NH 4 + -N trong các mô hình ứng dụng nitrit hóa bán phần và anammox
Quá trình Loại bể phản ứng Tổng N chuyển hóa
Tốc độ tiêu thụ NH 4 +
Ghi chú: CSTR - Continuously Stirred Tank Reactor
Trong nghiên cứu này nhóm nghiên cứu ứng dụng quá trình CANON sử dụng bùn hạt, cấp khí gián đoạn để xử lý nitơ trong nước rỉ rác Khi sử dụng sinh khối dạng hạt, sự tiêu thụ oxy trong quá trình nitrite hóa hiếu khí tại lớp ngoài cùng của hạt ngăn cản khuếch tán oxy vào bên trong hạt do đó các tế bào anammox không bị ảnh hưởng bởi oxi Do vậy, sự oxy hóa NH4 +-N đồng thời xảy ra ở điều kiện hiếu khí và kị khí, tốc độ gần đạt cực đại Giai đoạn ban đầu quá trình CANON vận hành với chế độ cấp khí gián đoạn làm giảm đáng kể hiệu suất của cả hai quá trình oxi hóa NH4 +-N, khi quá trình nitrite hóa hiếu khí chiếm ưu thế thì quá trình anammox bị giảm hiệu suất và ngược lại (Paredes và cộng sự, 2007).
Các nghiên cứu ứng dụng quá trình CANON và các quá trình kết hợp nitrit hóa bán phần và anammox khác để xử lý nước rỉ rác
Nghiên cứu của R Ganigué và cộng sự (2007) đã tiến hành nghiên cứu quá trình nitrit hóa bán phần sử dụng SBR xử lý nước rỉ rác Bể SBR vận hành nhiệt độ 36 ± 1 o C,
DO 2 mg/L, HRT 1,5 ngày, pH trong bể 6,8-7,1, SRT 5 ngày, MLSS 500-1.000 mg/L Quá trình nitrit hóa bán phần đạt ổn định ở tải trọng ammonia cao (1-1,5 kg N/m 3 ngày), đã chứng minh được tính khả thi của công nghệ này trước quá trình xử lý anammox Sự chuyển hóa ammonia thành nitrit đã đạt được bằng việc kiểm soát nồng độ kiềm đầu vào Nghiên cứu cũng đưa ra ảnh hưởng của pH đến hoạt tính AOB, cụ thể là pH cao gây ức chế bởi FA, pH thấp gây ức chế bởi FNA và sự thiếu hụt độ kiềm Các hằng số ức chế có thể được xác định bằng giá trị hằng số ức chế bán phần đối với FA (kFA 605,48 ± 87,18 mg NH3-N/L) và FNA (kFNA = 0,49 ± 0,09 mg HNO2-N/L), cùng với hằng số bão hòa của HCO3 - (kHCO3-= 0,01 ± 0,16 mg C/L)
Nghiên cứu của R.Ganigué và cộng sự (2008) nghiên cứu chiến lược vận hành cho quá trình nitrit hóa bán phần sử dụng SBR xử lý nước rỉ rác để đạt được đầu vào ổn định cho quá trình anammox Bể SBR vận hành ở nhiệt độ 36 ± 1 o C, DO 2 mg/L, pH trong bể được kiểm soát 7-7,5, HRT 1-2 ngày, SRT 5 ngày, MLSS 500-1.000 mg/L với hai chiến lược vận hành là: nạp một lần (fed-batch) và nạp nhiều lần (step-feed) Các kết quả nghiên cứu cho thấy ở cả hai chiến lược vận hành, quá trình nitrit hóa bán phần đều đạt được Tuy nhiên, ở chiến lược vận hành nạp nhiều lần thu được các kết quả có độ ổn định cao hơn với độ lệch tương đối trung bình là 14,1%, trong khi đó ở chế độ nạp một lần giá trị này là 40,9% Chiến lược nạp nhiều lần thu được tỉ lệ NO2 N:NH4 +-
N đầu ra ổn định hơn khi tỉ lệ NH4 +-N:HCO3 - đầu vào không ổn định
Nghiên cứu R Ganigué (2009) nhằm chứng minh tính khả thi xử lý nước rỉ rác có nồng độ ammonia lên đến 5.000 mg/L bằng quá trình nitrit hóa bán phần sử dụng SBR, được xem là tiền đề cho quá trình quá trình anammox Bể SBR vận hành nhiệt độ
36 ± 1 o C, DO 2 mg/L, HRT 3-6 ngày, SRT 6,44 ± 2,34 ngày, MLSS 666 ± 240 mg/L, pH trong bể duy trì luôn nhỏ hơn 8, chiến lược vận hành nạp liên tục Các kết quả nghiên cứu cho thấy quá trình nitrit hóa bán phần đạt được với nồng độ ammonia và nitrit đầu ra lần lượt là 1.500-2.000 mg/L; 2.000-3.000 mg/L, tỉ lệ NO2 N:NH4 +-N đầu ra gần 1,32 là tỉ lệ đòi hỏi cho quá trình anammox Bicacbonat được cho là thông số chính để kiểm soát tỉ lệ NO2 N:NH4 +-N đầu ra Chiến lược nạp liên tục kết hợp với sục khí không liên tục trong pha nạp đã giúp giảm nồng độ nitơ tổng trong bể phản ứng, giảm sự ức chế của FA và FNA lên vi khuẩn AOB Kỹ thuật sinh học phân tử định danh nhóm vi khuẩn AOB chủ yếu có chi Nitrosomonas sp IWT514 Tuy nhiên, Nitrobacter winogradskyi và Candidatus Nitrospira defluvii cũng được tìm thấy, điều này chứng tỏ rằng NOB đã bị ức chế hoàn toàn trong hệ thống
Nghiên cứu của R.Ganigué và cộng sự (2010) về sự kết hợp quá trình nitrit hóa bán phần và khử nitrit bằng vi sinh vật dị dưỡng sử dụng SBR để xử lý nước rỉ rác Bể vận hành ở nhiệt độ 36 ± 1 o C, DO 2 mg/L, MLVSS 451 ± 59 mg/L, HRT 5 ngày, SRT
9 ± 1,5 ngày, pH trong bể nhỏ hơn 8, tải trọng N đầu vào 1 kg N/m 3 ngày, chiến lược nạp nhiều lần (mỗi lần nạp thực hiện sục khí không liên tục) Kết quả nghiên cứu cho thấy sự tăng nồng độ ammonia và nitrit trong bể không ức chế vi khuẩn AOB, quá trình nitrit hóa phần đã đạt được thành công Bên cạnh đó, ở thời điểm nạp không sục khí đã thúc đẩy sự khử nitrit thông qua nitrit với nồng độ nitrit được loại bỏ khoảng 200 mg/L Hơn thế nữa, hoạt tính AOB giảm ở thời điểm cuối của pha sục khí do thiếu bicacbonat và ảnh hưởng của sự ức chế axit nitrit tự do
Nghiên cứu của R.Ganigué và cộng sự (2012) về đánh giá ảnh hưởng của tính chất nước thải đầu vào lên quá trình nitrit hóa bán phần sử dụng SBR xử lý nước rỉ rác
Bể SBR vận hành ở nhiệt độ 35 o C, DO 2 ± 1 mg/L, HRT 1,53 ngày, SRT 3-5 ngày Các kết quả nghiên cứu cho thấy khi thay đổi tính chất dòng vào làm cho sự vận hành bể SBR cho quá trình nitrit hóa bán phần gặp nhiều thách thức Nghiên cứu này đánh giá kết hợp ảnh hưởng tính chất dòng vào và tải trọng của quá trình Thành phần nước thải đầu vào bao gồm: tổng ammonia, tổng cacbon vô cơ (TIC) và tải trọng nitơ đầu vào (NLR) tạo nên những ảnh hưởng chủ yếu đến quá trình nitrit hóa bán phần Quá trình nitrit hóa bán phần đạt được đầu ra phù hợp cho quá trình anammox ở tỉ lệ TIC:TNH đầu vào là 1:1, NLR nhỏ hơn 1,5 kg N/m 3 ngày với nồng độ ammonia đầu vào khác nhau pH đầu vào ảnh hưởng đến sự cân bằng CO2 - HCO3 CO3 2- Giá trị pH đầu vào càng cao làm tăng sự oxy hóa ammonia Kết quả nghiên cứu cũng cho thấy sự oxy hóa các hợp chất hữu cơ dễ phân hủy sinh học sinh ra CO2 làm axit hóa môi trường và gây ức chế đến sự chuyển hóa ammonia thành nitrit
Trong nghiên cứu của Wen-De Tian và cộng sự (2012), bể phản ứng theo mẻ lai hợp (HSBR) với quy mô phòng thí nghiệm được thiết lập để xử lý nước rỉ rác có nồng độ ammonia đầu vào cao nhằm thu được hỗn hợp NO2 N:NH4 +-N phù hợp cho quá trình anammox Các kết quả nghiên cứu cho thấy tỉ lệ NO2 N:NH4 +-N đầu ra phù hợp thu được ở nồng độ ammonia đầu vào là 1.200 mg/L, DO của bể là 0,5-1 mg/L, SRT 3 ngày, nhiệt độ trong bể phản ứng là 31 o C Hiệu quả loại bỏ COD của quá trình nitrit hóa bán phần trong bể HSBR thấp Điều này được giải thích là do sự đóng góp của nồng độ nitrit cao đã làm ảnh hưởng sự oxy hóa COD Ngoài ra, nhóm vi khuẩn AOB của nghiên cứu có thể thích nghi ở nồng độ FA cao 10-130 mg/L, trái lại, NOB bị ức chế trong khoảng nồng độ FA này Hơn thế nữa, FNA nằm trong khoảng 0,01-1,9 mg/L không ức chế AOB trong khi đó NOB bị ức chế ở khoảng FNA thấp hơn 0,01-0,03 mg/L
Nghiên cứu của J Gabarró và cộng sự (2012) khảo sát ảnh hưởng của nhiệt độ đến hoạt tính của AOB trong quá trình nitrit hóa bán phần sử dụng công nghệ SBR xử lý nước rỉ rác Quá trình nitrit hóa bán phần được vận hành trong bể SBR 250 L có thể tích vận hành thấp nhất là 111 L với nồng độ ammonia đầu vào khoảng 6.000 mg/L, tỉ lệ mol HCO3 -:NH4 +-N đầu vào khoảng 1,12-1,16, DO 2 mg/L, HRT nằm trong khoảng từ 4,5-12 ngày tại hai giá trị nhiệt độ của bể là 25 và 35 o C Các kết quả nghiên cứu cho thấy đầu ra thích hợp để nạp vào bể phản ứng anammox đã thu được ở cả hai nhiệt độ này FA và FNA chịu ảnh hưởng lớn bởi nhiệt độ FNA 0,47 ± 0,09 mg/L là nguyên nhân chính của sự ức chế đến AOB ở nhiệt độ 25 o C, trong khi đó ở 35 o C, sự ức chế kết hợp của FA và FNA đến AOB xảy ra với nồng độ FA và FNA lần lượt là 122,92 ± 27,23 mg/L và 0,12 ± 0,02 mg/L Các kết quả DGGE chứng minh rằng nhóm vi khuẩn AOB trong bùn của bể phản ứng bao gồm hai chi chính N.europea và N eutropha
Huosheng Li và cộng sự (2013) nghiên cứu sự thích nghi và vận hành quá trình nitrit hóa bán phần sử dụng SBR để xử lý nước rỉ rác với chiến lược sục khí không liên tục Bể SBR vận hành ở nhiệt độ 29 ± 1 o C, SRT 28-42 ngày, nồng độ MLSS ban đầu là
1.200 mg/L Tổng thời gian sục khí là 22,4 h và sự sục khí thực hiện không liên tục, tức là trong pha sục khí cứ sục khí (được cố định là 15 phút) tiếp sau là không sục khí (thời gian được điều chỉnh trong nghiên cứu) Sự tích lũy nitrit đã xuất hiện sau 15 ngày Do nồng độ ammonia nước thải đầu vào thay đổi cho nên quá trình nitrit hóa bán phần được duy trì bằng cách tăng tốc độ sục khí và điều chỉnh thời gian lưu nước Khi tăng lưu lượng khí sục (TAF) và rút ngắn khoảng thời gian không sục khí, hiệu quả quá trình nitrit hóa bán phần tăng dần và sự hình thành bùn hạt có kích thước tốt đã được ghi nhận Với tải trọng N đầu vào 0,71 ± 0,14 kg N/m 3 ngày, khoảng thời gian sục khí/không sục khí là 1,5 phút/0,7 phút, quá trình nitrit hóa bán phần đạt ổn định với tỉ lệ NO2 N:NH4 +-
N đầu ra là 1,16 ± 0,11, nồng độ nitrat đầu ra là 19 ± 6 mg/L Hiệu quả quá trình nitrit hóa bán phần có thể được nâng cao bằng cách tăng TAF cùng với tăng tải trọng COD (ILR) đầu vào Khi tỉ lệ TAF/ILR nằm trong khoảng 163-256 m 3 không khí/kg COD thì thu đầu ra ổn định có tỉ lệ NO3 N:NOx N dưới 13% pH đầu ra cho thấy có tương quan với sự vận hành quá trình nitrit hóa bán phần Khoảng pH tối ưu tăng khi ILR tăng
Nghiên cứu của Huosheng Li và cộng sự (2013) khảo sát về tính khả thi của việc kiểm soát điểm dừng pH để đạt được ổn định quá trình nitrit hóa bán phần sử dụng SBR xử lý nước rỉ rác Bể SBR vận hành ở nhiệt độ 28,5-30 o C, SRT 60-80 ngày, tốc độ sục khí 0,8-1,6 m 3 /h, MLVSS 4.379 ± 454 mg/L Pha hiếu khí của một chu kỳ được vận hành ở hai chế độ: sục khí và không sục khí Thời gian không sục khí được cố định và thời gian sục khí thay đổi phụ thuộc vào tốc độ phản ứng và điểm dừng pH Ở điểm dừng pH 8,17-8,19, quá trình nitrit hóa bán phần đã được thành công trong 182 ngày vận hành ở tải trọng N 0,3-0,89 kg N/m 3 ngày Tỉ lệ NO2 N:NH4 +-N và nồng độ nitrat đầu ra đã thu được lần lượt là 1,3 ± 0,22; 16 ± 9 mg/L Nồng độ FA cao (80-140 mg/L) và DO thấp (0,11-0,23 mg/L) ức chế hoàn toàn vi khuẩn NOB
PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
Nội dung nghiên cứu
Nghiên cứu tiến hành 3 thí nghiệm:
+ Thí nghiệm 1: làm giàu bùn anammox trên nền bùn hạt kỵ khí bằng mô hình
IC sử dụng nước rỉ rác sau quá trình nitrit hóa bán phần
+ Thí nghiệm 2: thích nghi sinh khối trong bể phản ứng tầng sôi CANON ở các tải trọng 0,94; 0,64 và 0,29 kg N/m 3 ngày
+ Thí nghiệm 3: xác định kích thước hạt, SEM, EDS, sinh khối và hoạt tính riêng của bùn anammox, AOB và NOB ở các tải trọng
Sơ đồ nghiên cứu được thể hiện ở hình 3.1
Hình 3.1 Sơ đồ nội dung nghiên cứu Nội dung nghiên cứu
Thí nghiệm 1: làm giàu bùn anammox bằng mô hình IC
NLR = 2,0 kg N/m 3 ngày HRT = 0,52 ngày
NLR = 0,94 kg N/m 3 ngày HRT = 4,1 ngày
Thí nghiệm 2: thích nghi sinh khối trong bể phản ứng tầng sôi CANON ở các tải trọng 0,94; 0,64 và 0,29 kg N/m 3 ngày
NLR = 0,64 kg N/m 3 ngày HRT = 5,7 ngày
NLR = 0,29 kg N/m 3 ngày HRT = 4,1 ngày
Thí nghiệm 3: xác định kích thước hạt,
SEM, EDS, sinh khối và hoạt tính riêng của bùn anammox, AOB và NOB ở các tải trọng
Mô hình thí nghiệm
3.2.1 Làm giàu bùn anammox a Mô hình tuần hoàn nội bộ IC
Bùn hạt kỵ khí, bùn anammox được cho vào mô hình IC và nước rỉ rác sau quá trình nitrit hóa bán phần từ bể hình bể nitrit hóa bán phần theo mẻ luân phiên PN - SBR của Tuấn (2018) được bổ sung NH4 +-N và NO2 N để đạt tỉ lệ NH4 +-N:NO2 N = 1:1,32, được bơm vào nhằm làm giàu bùn anammox Bùn anammox sau giai đoạn làm giàu và bùn AOB được cho vào bể phản ứng CANON với nước rỉ rác thô được bơm liên tục để xử lý nitơ ở các tải trọng 2,0 kg N/m 3 ngày
Hình 3.2 Mô hình tuần hoàn nội bộ IC
Mô hình IC được thể hiện ở Hình 3.2 được làm bằng nhựa acrylic, có chiều cao làm việc 1.450 mm, đường kính 100 mm, tổng thể tích 13,8 L và thể tích hữu ích là 10
L Mô hình IC gồm có 3 tầng: tầng dưới, tầng trên và thiết bị tách khí, khoảng cách giữa
2 phễu tách khi là 600 mm Trong bể được thiết kế máng phân phối nước áp lực dọc theo thành của bể tạo dòng chảy tia nhằm xáo trộn nước thải và bùn Công nghệ có dòng tuần hoàn nội và dòng tuần hoàn hỗ trợ để tuần hoàn nước sau xử lý về đầu vào cột IC theo tỷ lệ thích hợp Khí nitơ sinh ra trong quá trình xử lý được thu bằng 2 phễu tách khí dẫn lên thiết bị tách khí và nước đặt ở vị trí cao nhất của cột IC Trong mô hình này do hoạt tính của bùn anammox còn yếu nên mô hình được lắp thêm bơm tuần hoàn để xáo trộn bùn tốt hơn b Nguyên vật liệu
Bùn anammox được sử dụng nghiên cứu gần với chủng Candidatus Kuenenia Stuttgartiensis được lấy từ mô hình IC trong nghiên cứu của Toàn (2018)
Nồng độ bùn MLSS = 6.060 mg/L, MLVSS = 4.423 mg/L, tỷ số MLVSS:MLSS = 0,73, kích thước hạt từ 0,5-1 mm, tốc độ lắng 2-2,4 cm/s và hạt bùn có màu nâu đỏ và có hoạt tính không còn cao Thể tích bùn anammox được cho vào mô hình IC 1,0 L
Bùn hạt kỵ khí được lấy từ hệ thống xử lý nước thải của Công ty Cổ phần Giấy Sài Gòn, KCN Mỹ Xuân A2, huyện Tân Thành, tỉnh Bà Rịa - Vũng Tàu, bùn hạt kỵ khí này có màu đen, chủ yếu là hình cầu, kích thước hạt từ 0,5-2,5 mm, MLSS = 14.388 mg/L, MLVSS = 11.574 mg/L, thể tích bùn được cho vào mô hình là 5,0 L
Nước rỉ rác sau quá trình nitrit hóa bán phần được lấy từ mô hình bể nitrit hóa bán phần theo mẻ luân phiên PN - SBR của Tuấn (2018) có nồng độ NH4 +-N = 92,4 ±
4 mg/L, NO2 N= 350 ± 10 mg/L được phân tích, pha loãng với nước cấp và bổ sung
NH4 +-N và NO2 N để đạt tỉ lệ NH4 +-N:NO2 N = 1:1,32 thích hợp cho quá trình anammox Ngoài ra đầu vào được bổ sung dung dịch dinh dưỡng để vi sinh anammox phát triển nhanh hơn, thành phần dinh dưỡng gồm có NaHCO3 = 1.000 mg/L, KCl 100 mg/L, Fe- EDTA-13 = 1 mg/L, CaCl2 = 80 mg/L, NaH2PO4 = 110 mg/L c Điều kiện vận hành
Mô hình nghiên cứu được đặt tại Phòng thí nghiệm khoa Môi trường và Tài nguyên - Đại học Bách Khoa Tp.HCM, được vận hành ở nhiệt độ thường từ 28-36 o C
Mô hình được vận hành liên tục thông qua tủ điện điều khiển tự động, nước thải được bơm vào bể phản ứng từ vị trí đáy bể
Bể phản ứng được vận hành ở tải trọng nitơ (NRL) 2,0 kg N/m 3 ngày trong thời gian 72 ngày, HRT = 0,52 ngày, lưu lượng đầu vào Qvào= 18,9 L/ngày Dòng tuần hoàn đươc lấy từ van cách van dòng ra 5 cm về phía dưới, dòng tuần hoàn có lưu lượng Qtuần hoàn = 45,8 L/h cùng với dòng vào tạo vận tốc nước lên 5,93 m/giờ Nước thải đầu vào bể phản ứng có pH > 8 nên sử dụng HCl 7% để điều chỉnh pH từ 7,5-8, duy trì DO = 0 mg/L, độ kiềm được bổ sung ≥ 1.000 mg CaCO3/L bằng dung dịch NaHCO3 5%
3.2.2 Thích nghi sinh khối trong bể phản ứng tầng sôi CANON a Mô hình bể phản ứng tầng sôi CANON
Hình 3.3 Mô hình bể phản ứng tầng sôi CANON
Hình 3.4 Chi tiết bể phản ứng tầng sôi CANON
Bể phản ứng tầng sôi CANON (Hình 3.3, 3.4) được làm bằng nhựa acrylic, có hình trụ, bao gồm ngăn lắng và ngăn thu nước đặt bên trong bể phản ứng Giữa bể phản ứng cách đáy 900 mm có đặt đá bọt và máy thổi khí nhằm cấp oxy tạo điều kiện cho vi sinh AOB sinh trưởng và phát triển Bể phản ứng có kích thước D x H = 100 x 2.250 mm, chiều cao làm việc 2.000 mm với tổng thể tích 17,9 L, thể tích hữu ích là 14,3 L Thể tích ngăn lắng L x W x H = 150 x 250 x 90 mm = 3,4 L Bơm tuần hoàn được sử dụng để tạo điều kiện cho lớp bùn hạt lơ lửng trong bể b Nguyên vật liệu
Bùn hạt anammox và AOB sau khi làm giàu từ mô hình IC
Nước rỉ rác cũ được lấy từ bãi chôn lấp Gò Cát nằm ở Quốc lộ 1A, phường Bình Hưng Hòa, quận Bình Tân, đã đóng cửa từ tháng 07/2007 Nước rỉ rác được vận chuyển về và lưu chứa trong các can nhựa 30 lít đặt tại phòng thí nghiệm, Trường Đại học Bách Khoa Tp.HCM và được sử dụng cho suốt quá trình nghiên cứu Thành phần tính chất nước rỉ rác cũ được thể hiện trong Bảng 3.1
Bảng 3.1 Thành phần nước rỉ rác bãi rác Gò Cát trong thời gian nghiên cứu
Nghiên cứu này Nghiên cứu của Hà (2018)
Nghiên cứu của Biếc (2013) Nước rỉ rác
Nước rỉ rác (9/2019) pH - 8,3 8,4 8,32 8,7 Độ kiềm mg CaCO3/L 15.358 4.250 12.800 14.380
Bảng 3.1 cho thấy tính chất nước rỉ rác giữa 2 lần lấy mẫu, lần 1 được lấy vào tháng 5/2019 và lần 2 vào tháng 9/2019, kết quả giữa hai lần lấy mẫu có sự chênh lệch giữa giá trị độ kiềm, ammonium, TKN và COD Hàm lượng độ kiềm, ammonium, TKN và COD của lần lấy mẫu thứ 2 thấp hơn nhiều so với lần lấy mẫu 1 do nước rỉ rác lấy lần thứ 2 được lấy vào mùa mưa nên nước rỉ rác bị pha loãng với nước mưa So với nghiên cứu của Biếc (2013) và nghiên cứu của Hà (2018), nồng độ của nước rỉ rác được lấy ở lần 1 không chênh lệch nhiều so với lần lấy mẫu thứ 2 c Điều kiện vận hành
Mô hình nghiên cứu được đặt tại Phòng thí nghiệm khoa Môi trường và Tài nguyên - Đại học Bách Khoa Tp.HCM, được vận hành ở nhiệt độ thường từ 28-36 o C
Mô hình được vận hành liên tục thông qua tủ điện điều khiển tự động, nước thải được bơm vào bể phản ứng từ vị trí đáy bể
3,7 L hỗn hợp bùn hạt anammox và bùn bông AOB từ mô hình IC sau khi xác định hoạt tính được đưa vào bể phản ứng tầng sôi CANON
Bảng 3.2 Điều kiện vận hành mô hình bể phản ứng tầng sôi CANON
Tải trọng Nitơ (kg N/m 3 ngày)
Phục hồi 212-270 3,5 4,1 0,29 ± 0,017 Nước rỉ rác
Trong quá trình vận hành, nước thải trong mô hình được tuần hoàn với lưu lượng tuần hoàn Qtuần hoàn = 46,67 L/giờ bằng bơm tuần hoàn 1 L/phút cùng với dòng vào tạo vận tốc nước đi lên là 6 m/h Lượng khí được cấp vào mô hình thông qua hệ thống bơm thổi khí và đá bọt phân phối khí DO được kiểm soát trong khoảng 0,1-1,0 mg/L bằng cách điều chỉnh lưu lượng thổi khí khoảng 1,0-2,5 L/phút cũng như điều chỉnh timer của máy thổi khí Giá trị pH đầu vào được điều chỉnh trong khoảng 7,1-7,5 bằng dung dịch HCl 7% để đảm bảo pH trong bể nằm trong khoảng 7,8-8,1, đồng thời đảm bảo độ kiềm
Đánh giá hoạt tính bùn anammox, AOB và NOB
Thí nghiệm được thực hiện trong các Erlen thủy tinh 100 ml, máy lắc tròn hiệu Daihan Labtech có tốc độ lắc 10-300 vòng/ phút được dùng để xáo trộn trong thí nghiêm Bình khí nitơ để duy trì DO = 0 trong thí nghiệm anammox, máy đo DO HANNA HI
9142 Các thiết bị thí nghiệm trong Hình 3.5
Hình 3.5 Máy lắc Daihan Labtech trong thí nghiệm đánh giá hoạt tính 3.3.2 Vật liệu thí nghiệm đánh giá hoạt tính bùn anammox, AOB và NOB
Bùn thí nghiệm được lấy từ cột IC và bể phản ứng CANON đang vận hành Các erlen thủy tinh 100ml được dùng để chứa, hóa chất được dùng để bổ sung NH4 +-N, NO2 -
-N là NH4HCO3, NH4Cl, NaNO2, hóa chất để chỉnh pH, máy đo pH, DO, máy lắc, các dụng cụ để lấy mẫu và chứa mẫu
Giàn lắc hiệu Daihan Labtech có tốc độ lắc từ 10-300 vòng/phút được dùng để xáo trộn trong quá trình làm hoạt tính, N2 được sử dụng duy trì DO = 0 trong thí nghiệm hoạt tính anammox
Nước giả thải: có thành phần được tham khảo từ các nghiên cứu của Third và cộng sự (2001), Sliekers và cộng sự (2002, 2003) gồm các thành phần như Bảng 3.3
Bảng 3.3 Thành phần nước giả thải
TT Thành phần Nồng độ Thành phần vi lượng(a) Nồng độ(b)
2 KH2PO4, mg/L 25 ZnSO4.7H2O, mg/L 430
5 FeSO4, mg/L 6,25 Na2MOO4.2H2O, mg/L 220
7 Vi lượng (*), mL/L 1,25 H3BO3, mg/L 14
(*):vi lượng trong nước giả thải pha theo thành phần ở cột (a) và nồng độ ở cột (b)
Thành phần NH4Cl, NaNO 2 được châm vào bể phản ứng khi thực hiện thí nghiệm hoạt tính anammox và thành phần NH4Cl được châm vào khi thực hiện thí nghiệm hoạt tính AOB, NOB sau 30 phút hô hấp nội bào Dung dịch NaHCO 3 và HCl được sử dụng để điều chỉnh pH trong quá trình thí nghiệm
3.3.3 Quy trình thực hiện thí nghiệm
Bùn bông của cột IC được lấy phía trên phiễu thu khí thứ nhất, ở chiều cao cách đáy 800 mm Bùn hạt của cột IC được lấy phía dưới phiễu thu khí thứ nhất, ở chiều cao cách đáy 200 mm Bùn hạt của bể phản ứng tầng sôi CANON được lấy ở chiều cao cách đáy 300 mm Trong hỗn hợp đó gạn lấy phần bùn và lấy mẫu phân tích NH4 +-N và NO2 -
-N Sau khi xác định được nồng độ NH4 +-N và NO2 N ban đầu, tính được lượng NaNO2 và NH4Cl cần cho vào mỗi erlen để đạt được tỷ lệ NH4 +-N:NO2 N là 1:1,32
Xác định hoạt tính của anammox Đối với xác định hoạt tính anammox, thí nghiệm thực hiện trong 3-4 giờ, điều kiện nhiệt độ phòng Các bước thực hiện theo Hình 3.6:
Hình 3.6 Các bước thực hiện đánh giá hoạt tính riêng của anammox (SAA)
Dựa trên đường biến thiên của NH4 +-N theo thời gian xác định hệ số góc lớn nhất để tính tốc độ oxy hóa NH4 +-N trên một đơn vị sinh khối theo thời gian của vi khuẩn anammox
Bước 1: Lấy 20-25 ml bùn bông hoặc cân khoảng 3,1-3,5 g bùn hạt cho vào 7 erlen
100 mL, sau đó châm nước giả thải đạt thể tích 50 mL để có MLSS khoảng 1.500 mg/L
Bước 2: Sục khí 2 phút để duy trì DO = 0 mg/L, sau đó đậy kín 7 erlen và đặt lên máy, chọn tốc độ 120 vòng/phút, lắc 30 phút Sau 30 phút, châm cơ chất NaNO2 và
NH4Cl và điều chỉnh pH trong khoảng 7,5-8,0
Bước 3: Sau 2 phút, lấy erlen đầu tiên phân tích các chỉ tiêu NH4 +-N, NO2 N, NO3 N
Bước 4: 6 erlen còn lại, sau 30 phút lấy lần lượt các erlen còn lại Phân tích các chỉ tiêu NH4 +-N, NO2 N, NO3 N
Xác định hoạt tính của AOB và NOB Đối với xác định hoạt tính AOB và NOB của bùn bông, thí nghiệm thực hiện trong 3-4 giờ, điều kiện nhiệt độ phòng Các bước thực hiện Hình 3.7
Hình 3.7 Các bước thực hiện đánh giá hoạt tính riêng của AOB và NOB
Dựa trên đường biến thiên của NH4 +-N theo thời gian xác định hệ số góc để tính tốc độ oxy hóa NH4 +-N trên một đơn vị sinh khối theo thời gian của AOB và đường biến thiên của NO3 N theo thời gian để tính tốc độ oxy hóa NO2 N thành NO3 N trên một đơn vị sinh khối theo thời gian của NOB.
Profile bùn
Bùn được rút bùn khi mô hình đang vận hành, xả bùn lần lượt ở từng van của mô hình theo chiều cao từ trên xuống dưới cho đến khi bùn chảy ra đều, rút 150 mL bùn ở mỗi van cho vào erlen 150 mL, sau đó lắc đều rồi rút 20 mL bùn từ các erlen cho vào cốc (thể tích cốc 30 mL)
Bước 1: Lấy 20-25 ml bùn bông hoặc cân khoảng 3,1-3,5 g bùn hạt cho vào 7 erlen 100 mL, sau đó châm nước giả thải đạt thể tích 50 mL để có MLSS khoảng 1.500 mg/L
Bước 2: Đặt erlen lên máy lắc, chọn tốc độ 120 vòng/ phút, lắc 30 phút Sau 30 phút, châm NH4Cl và điều chỉnh pH trong khoảng 7,5-8,0, DO > 4 mg/L
Bước 3: Sau 2 phút, lấy erlen đầu tiên phân tích các chỉ tiêu NH4 +-N, NO2 N, NO3 N
Bước 4: 6 erlen còn lại, sau 30 phút lấy lần lượt các erlen còn lại Phân tích các chỉ tiêu
Phương pháp phân tích và xử lý số liệu
Trong quá trình thực hiện đề tài, các thông số như độ kiềm, NH4 +-N, NO3 N,
NO2 N, TKN, COD, MLSS, MLVSS được phân tích theo các phương pháp trong Standard Methods for Examination of Water and Wastewater (APHA, 2012) Các giá trị pH và DO được đo bằng máy đo pH (Hanna HI 9813-5, USA) và máy đo DO (TriOxmatic 690 WTW, Germany) Sự phân bố kích thước hạt được xác định bằng máy Laser Scattering Partical Size Distribution Analyzer HORIBA LA-960 Ver2.20 Hình ảnh chụp SEM của sinh khối được thực hiện bằng máy Field Emission Scanning Electron Microscopy (FE- SEM) JEOL JSM-7401F Thành phần các nguyên tố trên sinh khối được xác định bằng máy Energy Dispersive X-ray Spectrometer (EDS) JEOL JED-
Bảng 3.4 Các phương pháp phân tích
Chỉ tiêu Đơn vị Phương pháp Thiết bị Độ chính xác pH - SMEWW 4500 H&B
DO mg O2/L Điện cực oxy hòa tan - máy đo DO
Chỉ tiêu Đơn vị Phương pháp Thiết bị Độ chính xác Độ kiềm mgCaCO3/L SMEWW 2320 B - ± 1
NO2 N mg N/L SMEWW 4500 NO2 N Máy so màu Hach
NO3 N mg N/L Đun cạn và so màu theo
Máy so màu Hach DR/2010, USA ± 0,01
Marcro-Kjeldahl: phá mẫu, chưng cất, chuẩn độ
COD mg O2/L SMEWW 5220 C Tủ nung 150 o C ± 5 MLSS mg/L Sấy 100-150 o C Tủ sấy 150 o C ± 3
MLVSS mg/L Nung 550 o C Tủ nung Memmert ± 3
Các số liệu kết quả thí nghiệm được xử lý và vẽ biểu đồ bằng phần mềm Microsoft Office Excel
- Trị số trung bình x được tính:
- Độ lệch chuẩn S được tính:
NLR: tải trọng nitơ, kg N/m 3 ngày C: nồng độ nitơ đầu vào, ml N/L Q: lưu lượng nước thải, L/ngày V: thể tích bể phản ứng, L
- Thời gian lưu nước (HRT):
- Nồng độ ammoni tự do (FA) (Anthonisen và cộng sự, 1976):
C: nồng độ NH4 +-N trong bể phản ứng, mg N/L
Kb: hằng số điện li của phương trình cân bằng ammoni
Kw: hằng số điện li của nước t: nhiệt độ trong bể phản ứng, 0 C pH: giá trị pH trong bể phản ứng
- Nồng độ axit nitrous tự do (FNA) (Anthonisen và cộng sự, 1976):
C: nồng độ NO2 N trong bể phản ứng, mg N/L
Ks: hằng số điện li của phương trình cân bằng axit nitrous t: nhiệt độ trong bể phản ứng, 0 C pH: giá trị pH trong bể phản ứng
- Hoạt tính riêng của vi khuẩn anammox (Specific Anammox Activity - SAA):
𝑀𝐿𝑉𝑆𝑆 ∗ 2,04 (mg N2-N/mgVSS.giờ) Với c là mg NH4 +-N bị loại bỏ/giờ
MLVSS: nồng độ sinh khối trong thí nghiệm tại thời điểm ban đầu
- Hoạt tính riêng của vi khuẩn AOB (Specific Activity of AOB - SAAOB):
𝑀𝐿𝑉𝑆𝑆 (mg NH4 +-N/mgVSS.giờ) a: mg NH4 +-N bị loại bỏ/giờ
MLVSS: nồng độ sinh khối trong thí nghiệm tại thời điểm ban đầu
- Hoạt tính riêng của vi khuẩn NOB (Specific Activity of NOB - SANOB):
𝑀𝐿𝑉𝑆𝑆 (mg NO3 N/mgVSS.ngày) Với b là mg NO3 N sinh ra/giờ
MLVSS: nồng độ sinh khối trong thí nghiệm tại thời điểm ban đầu.