Luận văn thạc sĩ Kỹ thuật môi trường: Ứng dụng công nghệ Nitrit hóa bán phần và Anammox giá thể sinh học quay (Parbc) xử lý nitơ trong nước thải cao su

Mô hình PARBC Partial Nitritation Anammox Rotating Biological Contactor nghiên cứu xử lý nước thải cao su qua xử lý kỵ khí đã được lắng của Công ty Cổ phần Cao su Phước Hòa bằng “công ng



NGUYỄN VĂN TÁM

ỨNG DỤNG CÔNG NGHỆ NITRIT HÓA BÁN PHẦN VÀ ANAMMOX GIÁ THỂ SINH HỌC QUAY (PARBC) XỬ LÝ

NITƠ TRONG NƯỚC THẢI CAO SU

CHUYÊN NGÀNH: KỸ THUẬT MÔI TRƯỜNG

LUẬN VĂN THẠC SĨ

Thành phố Hồ Chí Minh, tháng 02 năm 2016

TRƯỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA ĐẠI HỌC QUỐC GIA TP HỒ CHÍ MINH

Cán bộ hướng dẫn khoa học: PGS.TS Nguyễn Phước Dân NCS Nguyễn Như Hiển

Cán bộ chấm nhận xét 1: …TS Lê Công Nhất Phương………

Cán bộ chấm nhận xét 2: …TS Trần Thị Mỹ Diệu………

Luận văn Thạc sĩ được bảo vệ tại HỘI ĐỒNG CHẤM BẢO VỆ LUẬN VĂN THẠC SĨ TRƯỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA ngày 18 tháng 01 năm 2016

Thành phần Hội đồng đánh giá luận văn thạc sĩ gồm: (Ghi rõ họ, tên, học hàm, học vị của Hội đồng chấm bảo vệ luận văn thạc sĩ)

1 Chủ tịch hội đồng : PGS TS Mai Tuấn Anh 2 Phản biện 1 : TS Lê Công Nhất Phương 3 Phản biện 2 : TS Trần Thị Mỹ Diệu 4 Uỷ viên : PGS.TS Bùi Xuân Thành 5 Thư ký : TS Đặng Vũ Bích Hạnh Xác nhận của Chủ tịch Hội đồng đánh giá LV và Trưởng Khoa quản lý chuyên ngành sau khi luận văn đã được sửa chữa (nếu có)

NHIỆM VỤ LUẬN VĂN THẠC SĨ

Họ tên học viên: NGUYỄN VĂN TÁM MSHV: 13251211 Ngày, tháng, năm sinh: 02/02/1990 Nơi sinh: Quảng Ngãi

Chuyên ngành: Kỹ thuật môi trường Mã số: 60520320

I TÊN ĐỀ TÀI: ỨNG DỤNG CÔNG NGHỆ NITRIT HÓA BÁN PHẦN VÀ ANAMMOX GIÁ THỂ SINH HỌC QUAY (PARBC) XỬ LÝ NITƠ TRONG NƯỚC THẢI CAO SU

NHIỆM VỤ VÀ NỘI DUNG:

- Làm giàu sinh khối Anammox và AOB trên mô hình PARBC bằng nước thải nhân tạo

- Vận hành mô hình với nước thải cao su đã xử lý kỵ khí, đánh giá hiệu quả khử nitơ và COD

- Quan trắc ảnh hưởng của DO đến mô hình PARBC - Đánh giá hoạt tính của Anammox, AOB, NOB, khử Nitrat

II NGÀY GIAO NHIỆM VỤ: 06/07/2015 III NGÀY HOÀN THÀNH NHIỆM VỤ: 04/12/2015 IV CÁN BỘ HƯỚNG DẪN: PGS.TS NGUYỄN PHƯỚC DÂN

NCS NGUYỄN NHƯ HIỂN

Tp HCM, ngày tháng năm 2016

TRƯỞNG KHOA MÔI TRƯỜNG VÀ TÀI NGUYÊN

Sau thời gian học tập và nghiên cứu tại trường, tôi đã hoàn thành Luận văn Thạc sỹ chuyên ngành Kỹ thuật Môi trường Đầu tiên, Tôi muốn gửi lời cảm ơn chân thành và sâu sắc của mình đến Thầy PGS.TS Nguyễn Phước Dân Thầy luôn tận tình hướng dẫn, giúp đỡ và tạo điều kiện tốt nhất về mọi mặc cho tôi để thực hiện tốt đề tài này

Tiếp đến, tôi xin gửi lời cảm ơn đến NCS Nguyễn Như Hiển, NCS Phan Thế Nhật đã hỗ trợ kinh phí và những lời động viên chân thành trong quá trình nghiên cứu khoa học

Xin tỏ lòng cảm ơn đến tập thể Thầy Cô Khoa Môi trường và Tài nguyên – Đại học Bách khoa – Đại học Quốc Gia thành phố Hồ Chí Minh, là những người đã nhiệt tình truyền đạt kiến thức trong thời gian tôi theo học tại trường

Xin Cảm ơn Ban Giám đốc Công ty Cổ phần Cao su Phước Hòa đã giúp đỡ và tạo điều kiện thuận lợi cho việc lấy nước thải phục vụ nghiên cứu

Xin gửi lời cảm ơn đến các Anh, Chị, các bạn lớp cao học, cùng các em sinh viên làm việc tại phòng thí nghiệm khoa Môi trường và Tài nguyên – Đại học Bách Khoa Tp.HCM đã giúp đỡ và tạo điều kiện để tôi có thể thực hiện tốt luận văn này

Cuối cùng, Tôi xin bày tỏ lòng biết ơn sâu sắc đến gia đình, người thân và những người bạn đã động viên, giúp đỡ tôi trong suốt thời gian qua

Tp.HCM, ngày 30 tháng 12 năm 2015

Nguyễn Văn Tám

Mô hình PARBC (Partial Nitritation Anammox Rotating Biological Contactor) nghiên cứu xử lý nước thải cao su qua xử lý kỵ khí đã được lắng của Công ty Cổ phần Cao su Phước Hòa bằng “công nghệ Nitrit hóa bán phần và Anammox giá thể sinh học quay (PARBC) để xử lý Nitơ trong nước thải cao su” Ở thí nghiệm 1, mô hình được tích bùn Anammox và bùn AOB trên cùng giá thể bằng nước thải nhân tạo trước khi vận hành với nước thải cao su Hiệu suất của quá trình trước khi chạy nước thải cao su ở tải trọng 0,5 kgN/m3.ngày là hiệu suất chuyển hóa ammonia đạt 96% và hiệu suất loại bỏ nitơ hơn 90%

Ở thí nghiệm 2, vận hành mô hình PARBC xử lý nước thải cao su đánh giá khả năng xử lý nitơ, COD theo QCVN 01:2015/BTNMT, cột A Kiểm soát DO nhằm tìm ra nồng độ DO tối ưu cho quá trình Qua các khoảng DO khảo sát, khi DO từ 0,23 đến 0,38 mgO2/L thì hiệu suất cao nhất và đạt hiệu quả xử lý nitơ có thể lên tới 90% và hiệu quả xử lý COD đạt khoảng 50% với HRT là 0,76h

Ở thí nghiệm 3, tiến hành đánh giá hoạt tính của các chủng vi khuẩn thu được kết quả: Hoạt tính Anammox sau thí nghiệm bùn lơ lửng là 0,14 ± 0,01 gN-N2/gVSS/ngày; hoạt tính SAA sau thí nghiệm bùn giá thể là 0,20 ± 0,02gN-N2/gVSS/ngày Hoạt tính vi khuẩn AOB khả năng chuyển hóa 0,77 gNH4+/gVSS/ngày Hoạt tính NOB sau thí nghiệm có khả năng chuyển hóa nitrite thành nitrate là 0,15 gNO3-/gVSS/ngày Hoạt tính vi khuẩn khử nitrate sau thí nghiệm lấy từ bùn giá thể có khả năng loại bỏ nitrate là 0,19 gNO3-

/gVSS/ngày

PARBC (Partial Nitritation Anammox Rotating Biological Contactor) research to treatment rubber sewage through anaerobic has been settled of the Phuoc Hoa Rubber Joint Stock Company with "Partial Nitritation technology and Anammox Rotating Biological Contactor (PARBC) to treatment nitrogen in wastewater rubber"

In experiment 1, the PARBC is filled mud Anammox and mud AOB on the Synthesis wastewater using RBC bed before wastewater operation with rubber The efficiency of the process before running rubber wastewater load 0.5 KgN / m3.day metabolic performance ammonia achieved 96% and nitrogen removal efficiency over 90%

In experiment 2, operation PARBC sewage rubber assess to ability removing nitrogen, COD QCVN 01: 2015 / BTNMT, column A DO is controled to find the concentration optimal process Through the survey of about DO, the DO from 0.23 to 0.38 mg O2 / L, the performance of the model stability and efficiency of nitrogen can handle up to 90% and COD removal efficiency reached about 50 % in HRT 0,76h

In Experiment 3, evaluated the activity of the bacteria obtained results: The activity after experimental Anammox hovering sludge was 0,14 ± 0,01 gN-N2 / gVSS / day; Activated sludge experiment after SAA could be 0,20 ± 0,02gN-N2 / gVSS / day AOB bacteria activity digestibility 0.77 gNH4 + / gVSS / day NOB activity after laboratory capable of transforming nitrite to nitrate is 0.16 gNO3- / gVSS / day The activity of nitrate-reducing bacteria taken from mud after experiments price could potentially remove nitrate was 0.19 gNO3- / gVSS / day

LỜI CAM ĐOAN

Họ và tên học viên: NGUYỄN VĂN TÁM MSHV: 13251211 Ngày tháng năm sinh: 02/02/1990 Nơi sinh: Quảng Ngãi Chuyên ngành: Kỹ thuật môi trường MS: 60520320

Tên đề tài: Ứng dụng công nghệ Nitrit hóa bán phần và Anammox giá thể sinh học quay (PARBC) xử lý Nitơ trong nước thải cao su

Ngày bắt đầu: 06/07/2015 Ngày hoàn thành: 04/12/2015 Cán bộ hướng dẫn: PGS.TS Nguyễn Phước Dân

NCS Nguyễn Như Hiển Tôi cam đoan luận văn này là công trình nghiên cứu của tôi Những kết quả và số liệu trong luận văn chưa được ai công bố dưới bất cứ hình thức nào Tôi hoàn toàn chịu trách nhiệm trước Nhà trường về sự cam đoan này

Thành phố Hồ Chí Minh, ngày 29 tháng 02 năm 2016

Nguyễn Văn Tám

1.2 Mục tiêu nghiên cứu 2

1.3 Nội Dung nghiên cứu: 2

1.4 Đối tượng nghiên cứu 2

1.5 Ý nghĩa khoa học và thực tiễn 2

1.6 Tính mới của đề tài 3

CHƯƠNG 1: TỔNG QUAN 4

1.1.Tổng quan về nước thải cao su 4

1.2 Công nghệ xử lý nước thải cao su 6

1.3 Các quá trình hóa lý và sinh học để xử lý nitơ 12

1.3.1 Các nguồn ô nhiễm và các vấn đề về môi trường 12

1.3.2 Các quá trình xử lý hóa lý 13

1.3.3 Khử Nitơ bằng hồ thực vật thủy sinh 14

1.3.4 Quá trình Nitrat hóa - khử Nitrat 15

1.3.5 Các quá trình sinh học mới để xử lý nitơ 18

1.3.5.1 Quá trình nitrit hóa bán phần 18

1.3.5.2 Cơ chế phản ứng 19

1.3.6 Quá trình Anammox 23

1.3.6.1 Giới thiệu 23

1.3.6.2 Sự phát hiện phản ứng anammox 23

1.3.6.3 Cơ chế sinh hóa của anammox 24

1.3.6.4 Cơ chế vi sinh của Anammox 26

1.3.6.5 Đặc điểm sinh trưởng của vi khuẩn anammox 26

1.3.6.6 Các yếu tố ảnh hưởng đến sự sinh trưởng của vi khuẩn anammox 27

1.3.6.7 Ứng dụng của nhóm vi khuẩn Nitrosomonas – Anammox vào các

công trình xử lý nước 28

1.3.7 Quá trình OLAND 30

1.3.8 Quá trình CANON 31

1.3.9 Quá trình SNAP 32

1.3.10 Quá trình DENAMMOX và quá trình SNAD 36

1.3.11 Quá trình SHARON – ANAMMOX 37

1.3.12 Các nghiên cứu về quá trình Nitrit hóa bán phần 38

1.3.13 Tình hình nghiên cứu và ứng dụng quá trình Anammox 41

CHƯƠNG 2: PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 48

2.1 Nội dung nghiên cứu 48

2.2 Thí nghiệm 1 49

2.2.1 Mô hình PARBC 49

2.2.2 Vật liệu thí nghiệm 52

2.2.3 Điều kiện vận hành 53

2.3 Thí nghiệm 2 – Giai đoạn vận hành nước thải cao su 54

2.4 Thí nghiệm 3 – Đánh giá hoạt tính sinh khối 56

2.4.1 Hoạt tính SAA 56

2.4.2 Thí nghiệm đánh giá hoạt tính AOB, NOB 59

2.4.3 Thí nghiệm đánh giá bùn khử Nitrat 61

2.5 Phương pháp phân tích và xử lý số liệu 61

CHƯƠNG 3:KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 64

3.1 Thí nghiệm 1 – giai đoạn thích nghi 64

3.1.1 Làm giàu sinh khối Anammox 64

3.1.2 Thích nghi và làm giàu sinh khối AOB 65

3.2 Giai đoạn vận hành với nước thải cao su 67

3.2.1 Thí nghiệm 2 67

3.2.2 Thí nghiệm 3: Đánh giá hoạt tính của các vi khuẩn trong quá trình 79

3.2.3 Hoạt tính vi khuẩn khử nitrate 84

CHƯƠNG 4:KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ 85

4.1.Kết luận 85

4.2 Kiến nghị 86

DANH MỤC BẢNG

Bảng 1.1: Thành phần nước thải ngành chế biến mủ cao su (Bộ môn chế biến,

Viện Nghiên cứu cao su Việt Nam, 2010) 5

Bảng 1.2: Những công nghệ và hiệu quả xử lý nước thải cao su trên thế giới 6

Bảng 1.3: Một số công nghệ xử lý thải cao su của Tập đoàn Cao su Việt Nam (Viện nghiên cứu cao su Việt Nam, 2011): 11

Bảng 1.4: Hiệu suất các quá trình hóa lý xử lý Nitơ 14

Bảng 1.5: Giống và số loài của các giống thuộc AOB (Feray, 2000) 19

Bảng 1.6: Các thông số của vi sinh vật oxy hóa N-NH4 hiếu khí và kỵ khí 28

Bảng 1.7: Những ưu điểm và hạn chế khi áp dụng quá trình Anammox 29

Bảng 1.8: Các quá trình chuyển hóa nitơ bằng con đường sinh học 34

Bảng 1.9 Đặc điểm, hoạt động của các quá trình loại nitơ trong nước thải bằng phương pháp sinh học (Gut, 2006; Schmid và cộng sự, 2003) 35

Bảng 1.10: Tóm tắt các quá trình nghiên cứu và ứng dụng nhóm vi khuẩn Anammox trong xử lý nước thải giàu Ammonia ở một số quốc gia trên thế giới 44Bảng 1.11: Một số quá trình xử lý nước thải sử dụng nhóm vi khuẩn Anammox 45Bảng 2.1: Thành phần nước thải nhân tạo giai đoạn tích bùn Anammox (Furukawa và cộng sự, 2000) 52

Bảng 2.2: Thành phần nước thải nhân tạo giai đoạn tích bùn AOB (Furukawa và cộng sự, 2000) 52

Bảng 2.3: Điều kiện vận hành thí nghiệm 1 54

Bảng 2.4: Thành phần nước thải cao su đã xử lý kỵ khí (n = 9) 55

Bảng 2.5: Quá trình điều chỉnh DO 55

Bảng 2.6: Thành phần nước nhân tạo (Van de Graaf và cộng sự, 1996) 57

Bảng 2.7: Thành phần vi lượng (Van de Graaf và cộng sự, 1996) 58

Bảng 2.8: Thành phần dung dịch rửa bùn 60

Bảng 2.9: Phương pháp phân tích các chỉ tiêu 61

Bảng 3.1: Nồng độ sinh khối của bùn trong hệ thống sau khi tích bùn 66

Bảng 3.2: Kết quả vận hành mô hình PARBC ở các giai đoạn khác nhau 69

Bảng 3.3: So sánh vận hành của thí nghiệm với một số quá trình tương tự 70

Bảng 3.4: Tốc độ chuyển hóa NH4+, NO2-, tiêu thụ kiềm qua các DO khác nhau 77Bảng 3.5: So sánh với một số quá trình sinh học (Lieu et al, 2011) 79

Bảng 3.6: Một số kết quả nghiên cứu trên thế giới về SAA 81

Bảng 3.7: So sánh hoạt tính AOB với nghiên cứu khác 82

Bảng 3.8: So sánh hoạt tính NOB với nghiên cứu khác 83

Bảng 3.9: So sánh hoạt tính vi khuẩn khử nitrate với nghiên cứu khác 84

DANH MỤC HÌNH Hình 1.1: Bố trí các bước xử lý trong quá trình Nitrat hóa – khử Nitrat 17

Hình 1.2: Chu trình chuyển hóa Nitơ 18

Hình 1.3: Ảnh hưởng của nhiệt độ lên hoạt động của vi khuẩn Nitrosomonas 20

Hình 1.4: Ảnh hưởng của pH đến hoạt động của vi khuẩn Nitrosomonas và Nitribacter 21

Hình 1.5: Cơ chế sinh hóa quá trình Anammox 25

Hình 1.6: Sơ đồ phân khoang tế bào Anammox 25

Hình 1.7: Sơ đồ kết hợp quá trình SHARON – Anammox 38

Hình 2.1: Sơ đồ nội dung nghiên cứu 48

Hình 2.2: Mô hình PARBC 49

Hình 2.3: Chi tiết bể PARBC 50

Hình 2.4: Chi tiết cánh khuấy mô hình 51

Hình 2.5: Mô hình AHSGMS 56

Hình 2.6: Cửa sổ phần mềm DAQMaster hiển thị dữ liệu từ thí nghiệm 59

Hình 2.7: Mô hình thí nghiệm đo hoạt tính vi khuẩn nitrat hóa 59

Hình 3.1: Sự biến thiên nồng độ nitơ của mô hình giai đoạn tích bùn Anammox 64Hình 3.2: Sự biến thiên nồng độ Nitơ giai đoạn tích bùn AOB 65

Hình 3.3: Sự biến thiên các thành phần nitơ theo thời gian vận hành 68

Hình 3.4: Hiệu quả xử lý nitơ trong mẻ, DO từ 0,40 – 0,80 mgO2/L 71

Hình 3.4a: Tốc độ chuyển hóa ammonia trong 1 mẻ (DO = 0,40 – 0,80 mg/L) 72

Hình 3.4b: Tốc độ chuyển hóa nitrite trong 1 mẻ (DO = 0,40 – 0,80 mg/L) 72

Hình 3.4c: Tốc độ tiêu thụ kiềm trong 1 mẻ (DO = 0,40 – 0,80 mg/L) 72

Hình 3.5: Hiệu quả xử lý nitơ trong mẻ, DO từ 0,25 – 0,38 mgO2/L 73

Hình 3.5a: Tốc độ chuyển hóa ammonia trong 1 mẻ (DO = 0,25 – 0,38mg/L) 74

Hình 3.5b: Tốc độ chuyển hóa nitrit trong 1 mẻ (DO = 0,25 – 0,38 mg/L) 74

Hình 3.5c: Tốc độ tiêu thụ kiềm trong 1 mẻ (DO = 0,25 – 0,38mg/L) 74

Hình 3.6: Hiệu quả xử lý nitơ trong mẻ, DO từ 0,10 – 0,18 mgO2/L 75

Hình 3.6a: Tốc độ chuyển hóa ammonia trong 1 mẻ (DO = 0,10 – 0,18mg/L) 76

Hình 3.6b: Tốc độ chuyển hóa nitrite trong 1 mẻ (DO = 0,10 – 0,18mg/L) 76

Hình 3.6c: Tốc độ tiêu thụ kiềm trong 1 mẻ (DO = 0,10 – 0,18 mg/L) 76

Hình 3.7: Hàm lượng SS trong nước đầu ra 78

Hình 3.8: Hiệu quả xử lý nitơ và lượng kiềm tiêu thụ theo tải trọng nitơ 78

Hình 3.9: Đồ thị áp suất thay đổi tương ứng với lượng khí N2 sinh ra 79

Hình 3.10: Đồ thị khả năng chuyển hóa NH4+ 82

Hình 3.11: Đồ thị khả năng chuyển hóa NO3- 83

Hình 3.12: Đồ thị khả năng khử NO3- 84

DANH MỤC TỪ VIẾT TẮT

Anammox PARBC

Anaerobic Ammonium Oxidation (Oxy hóa ammoni kị khí) Partial Nitritation Anammox Rotating Biological Contactor AHSGMS Automatic High Sensitivity Gas Metering Systems (Hệ thống đo độ

sinh khí tự động với độ nhạy cao) AOB Ammonium Oxidation Bacteria BOD5 Biological Oxygen Demand CANON Completely Autotrophic Nitrogen Removal Over Nitrire CMR Completely Mixing Reactor (Bể xáo trộn hoàn toàn) CR Consume Rate (Tốc độ tiêu thụ)

COD Chemical Oxygen Demand (Nhu cầu oxy hóa học) DO Dissolve Oxygen (Oxy hòa tan)

FA Free Ammonia (khí NH3) FAS Sắt Ammonium Sunfat F/M Food/Microorganism (Dinh dưỡng/thức ăn) FISH Fluorescent In Situ Hybridization

G0 Nhiệt động hóa học HRT Hydraulic retention time (Thời gian lưu nước) IC Internal Circulation(Tuần hoàn nội bộ)

MAP MgNH4PO4.6H2O (Muối ammoni phosphate) MLSS Mixed Liquor Suspended Solids (Nồng độ chất rắn lơ lửng hòa tan) MLVSS Mixed Liquor Volatile Suspended Solid (Nồng độ chất rắn lơ lửng

bay hơi) NH4+-N Ammonium Nitrogen (ammoni tính theo nitơ) NO2--N Nitrite Nitrogen (nitrit tính theo nitơ)

NOB Nitrite Oxidation Bacteria (Vi khuẩn oxy hóa ammoni thành nitrite) NR Enzym khử nitrit thành sản phẩm giả thiết là hydroxylamine

NO3--N Nitrate Nitrogen (nitrat tính theo nitơ) OLAND Oxygen - Limited Autotrophic Nitrification - Denitrification (hệ

thống nitrite hóa, khử nitrite tự dưỡng trong điều kiện thiếu oxy) SAA Special Activity Anammox (Hoạt tính riêng của bùn Anammox) SBR Sequence Batch Reactor (Bể phản ứng dạng mẽ)

SNAP Single Stage Nitrogen Removal using Anammox and Partial

Nitritation (Quá trình loại bỏ nitơ kết hợp nitrat hóa bán phần- anmmox trong một bể)

SNBR Shortcut Nitrogen Biological Removal(Quá trình loại bỏ nitơ theo

đường tắt) SHARON Single reactor system for High activity ammonia Removal Over

Nitrite (Nitrite hóa bán phần trong một bể phản ứng) SRT Sludge Retention Time (thời gian lưu bùn)

SS Suspended Solid (Chất rắn lơ lửng) TKN Total Kjeldahl Nitrogen (Tổng nitơ Kjeldahl) TN Total Nitrogen (Tổng nitơ)

TNRR Total Nitrogen Removal Rate (Tốc độ lọai bỏ nitơ tổng) TSS Total Suspended Solid (Tổng chất rắn lơ lửng)

UASB Up-flow Anaerobic Sludge Blanket (Bể dòng chảy ngược qua tầng

bùn kị khí) VFA Volatile Fatty Acids (Acid béo dễ bay hơi) VSV Vi sinh vật

XOCs Xenobiotic Organic Compounds (Các hợp chất hữu cơ Xenobiotic)

MỞ ĐẦU

1.1 Đặt vấn đề

Ngành công nghiệp cao su đang phát triển nhanh theo đà tăng trưởng kinh tế và đã đóng góp một phần không nhỏ cho GDP của đất nước Tính đến giữa năm 2014, tổng diện tích cao su cả nước đạt 955.600 ha Cũng trong năm này, Việt Nam xuất khẩu trên 1,07 triệu tấn cao su nguyên liệu Trong đó, loại cao su mủ cốm, sơ chế chiếm tỷ trọng 70 – 80%, còn lại là cao su cô đặc chỉ chiếm 6 – 8%, cao su RSS3 khoảng 4 – 5%

Tuy nhiên, song song với sự phát triển nhanh chóng về kinh tế thì các vấn đề môi trường do ngành công nghiệp này gây ra cũng là một vấn đề đáng lo ngại Nước thải từ các nhà máy chế biến mủ cao su chưa được xử lý triệt để là một trong những nguyên nhân làm cho tình hình ô nhiễm môi trường ngày càng trở nên nghiêm trọng Do đó vấn đề đánh giá và đưa ra phương án khả thi cho việc xử lý lượng nước thải chế biến mủ cao su cần được quan tâm một cách nghiêm túc và đầy đủ

Nước thải từ quá trình chế biến mủ cao su có hàm lượng các hợp chất hữu cơ phân hủy cao như acid acetic, đường, protein, chất béo và đặc biệt là các chỉ số BOD, COD và Nitơ thường rất cao Nitơ và các thành phần dinh dưỡng khác nếu không được xử lý triệt để sẽ làm ô nhiễm nguồn nước, ức chế hoạt động của các loài thủy sinh khác Chẳng hạn như hiện tượng phú dưỡng hóa do sự phát triển của tảo nhờ môi trường có hàm lượng Nitơ cao dẫn đến thiếu oxy trong môi trường nước, gây chết đối với các loài thủy sinh khác

Trước đây, hàm lượng Nitơ trong nước thường được xử lý theo phương pháp truyền thống gồm 2 giai đoạn là: Nitrate hóa và khử Nitrate Quá trình này tiêu tốn một lượng Oxy tiêu rất lớn, tương ứng với vấn đề đó là nhu cầu năng lượng cao Bên cạnh đó việc khử Nitrate bắt buộc phải có mặt các chất hữu cơ như là nguồn cung cấp carbon cho vi khuẩn khử Nitrate sử dụng, dẫn đến gia tăng chi phí xử lý

Chính vì vậy, khi quá trình Anammox được phát hiện, nó đã mở ra một hướng đi mới trong công nghệ xử lý Nitơ và làm sạch nguồn nước Đẩy nhanh nghiên cứu về các quá trình Anammox – quá trinh Nitrite hóa bán phần (Partial Nitrification) đã trở thành một yêu cầu cấp thiết để công nghệ này nhanh chóng được triển khai trên thực tế

Xuất phát từ những vấn đề trên, đề tài “ứng dụng công nghệ Nitrit hóa bán phần và Anammox giá thể sinh học quay (PARBC) để xử lý Nitơ trong nước thải cao su” được triển khai thực hiện

1.2 Mục tiêu nghiên cứu

Nghiên cứu hiệu quả công nghệ PARBC, xác định thông số vận hành thích hợp (điều chỉnh DO), kết hợp giữa Anammox và Nitrit hóa bán phần để xử lý Nitơ trong nước thải cao su

1.3 Nội Dung nghiên cứu:

- Làm giàu sinh khối Anammox và AOB trên mô hình PARBC bằng nước thải nhân tạo

- Vận hành mô hình với nước thải cao su đã xử lý kỵ khí, đánh giá hiệu quả khử nitơ và COD

- Quan trắc ảnh hưởng của DO đến mô hình PARBC - Đánh giá hoạt tính của Anammox, AOB, NOB, khử Nitrat

1.4 Đối tượng nghiên cứu

Nghiên cứu được thực hiện bằng mô hình PARBC quy mô phòng thí nghiệm với nước thải cao su đã xử lý kỵ khí từ hệ thống xử lý nước thải của Công ty Cổ phần Cao su Thái Hòa Sử dụng giá thể tấm PE sản xuất ở Việt Nam được gắn trên khung quay làm vật liệu bám dính cho vi sinh vật

1.5 Ý nghĩa khoa học và thực tiễn a Ý nghĩa khoa học

Khi nghiên cứu hoàn thành sẽ đóng góp cho khoa học thêm cơ sở lý thuyết cho công nghệ Nitrit hóa bán phần và Anammox với giá thể sinh học quay trong quá trình xử lý nước thải cao su

b Ý nghĩa thực tiễn

Nghiên cứu sẽ góp phần xây dựng nên lý thuyết công nghệ xử lý Nitơ mới đạt hiệu quả cao, chi phí thấp hơn so với quá trình khử Nitơ truyền thống đang áp dụng hiện nay

Trên thực tế, nghiên cứu còn giúp cho các nhà thiết kế, xử lý nước hiểu rõ bản chất của công nghệ PARBC và có cơ sở để áp dụng, đánh giá công nghệ khi triển khai trên thực tế Ngoài ra nếu thành công, nghiên cứu còn có thể là giải pháp để áp dụng vào một số ngành nghề có phát sinh chất thải chứa hàm lượng Nitơ Ammonia cao như nước thải giết mổ, chăn nuôi, nước thải thủy sản, nước thải thuộc da

1.6 Tính mới của đề tài

Nghiên cứu sử dụng công nghệ Nitrit hóa bán phần và Anammox với giá thể sinh học quay, sử dụng bông lọc hồ cá kiểng được gắn trên giá thể RBC để làm vật liệu bám dính cho vi sinh để xử lý Nitơ trong nước thải cao su

CHƯƠNG 1

TỔNG QUAN

1.1 Tổng quan về nước thải cao su

Cây cao su (có tên quốc tế là Hevea brasiliensis) được tìm thấy ở Mỹ, rừng

mưa Amazon bởi Columbus trong khoảng năm 1493 – 1496 Brazil là quốc gia xuất

khẩu cao su đầu tiên vào thế kỷ thứ 19 (Websre and Baulkwill, 1989)

Sản lượng cao su của thế giới năm 1990 khoảng 6,4x106 tấn, nhưng nhu cầu khoảng 8,0x106 tấn (Webster and Paardekooper, 1990) Tổng giá trị vượt quá 4,5 tỷ

USD hàng năm và hầu hết tất cả đều phục vụ cho thương mại Theo Hiệp hội Cao su Việt Nam, sản lượng cao su Việt Nam xuất khẩu năm 2014 chiếm khoảng 8,1% tổng sản lượng cao su thế giới và tiếp tục giữ vị trí thứ ba về sản lượng và thứ tư về giá trị xuất khẩu cao su thiên nhiên trên thế giới, sau Thái Lan (34,1%) và Indonesia (26,9%) Song song với vấn đề này thì lượng nước thải từ quá trình chế biến mủ cao su là rất lớn (Viện Nghiên cứu cao su, 2014)

Nước thải từ các nhà máy chế biến mủ cao su chưa được xử lý triệt để là một trong những nguyên nhân làm cho tình hình ô nhiễm môi trường ngày càng trở nên nghiêm trọng Do đó vấn đề đánh giá và đưa ra phương án khả thi cho việc xử lý lượng nước thải chế biến mủ cao su cần được quan tâm một cách nghiêm túc và đầy đủ

Ở Việt Nam, ước tính hàng năm ngành chế biến mủ cao su thải ra khoảng 5 triệu m3 nước thải Lượng nước thải này có nồng độ các chất hữu cơ dễ phân hủy rất cao như acid acetic, đường, prôtêin, chất béo… Hàm lượng COD đạt đến 2.500 – 35.000 mg/l, BOD từ 1.500 – 12.000 mg/l được xả ra nguồn tiếp nhận mà chưa được xử lý hoàn toàn ảnh hưởng trầm trọng đến thủy sinh vật trong nước Ngoài ra, vấn đề mùi hôi phát sinh do các chất hữu cơ bị phân hủy kỵ khí tạo thành mercaptan và H2S ảnh hưởng môi trường không khí khu vực xung quanh cũng phải được lưu tâm đúng mức (Viện Nghiên cứu cao su Việt Nam, 2014)

Thành phần nước thải ngành chế biến mủ cao su

Bảng 1.1: Thành phần nước thải ngành chế biến mủ cao su (Bộ môn chế biến, Viện

Nghiên cứu cao su Việt Nam, 2010)

Stt Chỉ tiêu Đơn vị

Chủng loại sản phẩm

Khối từ mủ tươi

Khối từ mủ đông Cao su tờ Mủ ly tâm

1.2 Công nghệ xử lý nước thải cao su 1.2.1 Một số công nghệ xử lý nước thải cao su trên thế giới

Bảng 1.2: Những công nghệ và hiệu quả xử lý nước thải cao su trên thế giới

Loại nước thải

Công nghệ xử lý chính Hiệu quả xử lý (%) Tham khảo

Nước thải sơ chế mủ cao su Latex

Hệ thống bùn hoạt tính: Lọc sinh học theo mẻ SBR

- F/M: 0,4 d-1, hiệu quả xử lý BOD,COD cao

- HRT càng dài thì hiệu quả càng cao

- Hiệu quả xử lý BOD, COD giảm khi nồng độ SO42-, Ca2+tăng

- F/M: 0,4 d-1, HRT = 12h, BOD5 = 98,6%, COD = 89,3% - F/M: 0,4 d-1, HRT = 2 ngày

BOD5 = 93,24%, COD = 92,37%

Veerasak et al, 2005

Nước thải sơ chế mủ cao su Latex

Bể kỵ khí lớp bùn chảy ngược

(UASB) 2 bậc

- Sản xuất CH4: 0,116L CH4/gCOD

- COD: 82%, SS: 92%

Siriuma et al, (2010)

Nước thải sơ chế mủ cao su Latex

Lọc kỵ khí và bùn hoạt tính

- Lọc kỵ khí: Tải trọng 11,8COD/L/ngày, COD: 92% - Sự sản xuất CH4: 0,32L/gCOD

được loại bỏ và 0,014 gVSS/gCOD được loại bỏ - Bùn hoạt tính: 30 ngày lưu bùn,

8 ngày lưu nước - COD: 96.6 %, BOD5 = 99,4 %,

SS: 38%

Jin et al, 2005

Nước thải của quá trình sơ chế cao su khối từ mủ skim

Công nghệ kỵ khí lớp bùn chảy ngược

(UASB) và bể phản ứng kỵ khí theo mẻ (ASBR)

- Đầu vào: pH (2,4 ± 0,5), COD (14911 mg/L), SO42- (6506 mg/L)

- Với ASBR thì:

+ pH = 2,43 thì SO4

2-(7,5%) + pH = 7 thì SO42-

(45,45%) + pH = 8 thì có thể loại SO42- một cách liên tục

- Với UASB + ASBR thì:

Ở pH = 8 thì + UASB: SO42- (27,35%) + ASBR: SO42- (46,56%)

Sumate et al, 2001

Nước thải chế biến cao su cốm đã qua xử lý kỵ khí

Bể đĩa quay RBC

- BOD = 98%, COD = 94% - T –N = 90%, NH3 = 99% John et al, (1975)

Nước thải chế biến cao su cốm không qua xử lý kỵ khí

Bể đĩa quay RBC

- BOD = 90% - T –N = 60% - Thời gian lưu nước: 5 ngày

Karim (1979)

Nước thải chế biến mủ ly tâm

khí/Hồ tùy nghi

- BOD = 96%, COD = 89%, SS = 58%

- T - N = 66% , NH3 = 71%, HRT = 90 ngày

Ponnniah et al (1976)

Nước thải chế biến mủ ly tâm

Mương oxy hóa (Nitrat hóa sinh học + giải thoát NH3)

Nordin (1981)

Nước thải đầu ra từ nhà máy sơ chế mủ cao su

Xử lý sinh học bằng phân huỷ hiếu khí với sự thêm vào của đường (glucose) và ion magie (Mg2+)

- Sự phân huỷ hiếu khí + glucose thêm vào: 53%(NH4+) & 40% (PO43-)

- Sự phân huỷ hiếu khí + glucose & Magie thêm vào: 95% (NH4+) & 47% (PO43-)

- Loài vi khuẩn chính được xác định trong nước thải: Micrococus, Bacillus, Staphylococcus, Aerobacter, Proteus, Corynebacterium, Streptococus, Aeromonas và Pseudomonas

Iyagba et al,

Nước thải từ nhà máy ly tâm mủ cao

su(Iatex)

Loại bỏ mủ cao su còn sót lại trong nước thải bằng sự keo tụ sinh học của loại vi khuẩn được cô lập trong nước thải

- Vi khuẩn Acinetobaeter sp, được cô lập từ nước thải ly tâm mủ cao su

- Sau 48h keo tụ, với nồng độ vi khuẩn 6,4mg Tế bào/mL của keo tụ sinh học: 8% (w/v) hành phần cao su khô & COD đầu ra 0,4 g/L

- Sau 48h keo tụ, với nồng độ vi khuẩn 6,4 mg Tế bào/mL của keo tụ hoá học: 7% (w/v) thành phần cao su khô & COD đầu ra 2,2 g/L

Jayachandranetal, 1998

Nhìn chung, những phương pháp xử lý sinh học không thể phân hủy được những chất ô nhiễm một cách hoàn toàn và hơn nữa cần phải có xử lý tiếp theo để làm sạch nước thải này Vì vậy mà phương pháp điện hóa học gần đây được nghiên cứu cho việc xử lý nước thải cao su ở nhiều nước như Thái Lan, Malaysia, Ấn độ… bởi vì nó đảm bảo chất lượng nước đầu ra tốt hơn Chất phản ứng chính trong phương pháp điện hóa học là những điện cực gọi là chất phản ứng sạch (clean reagent) Với điện cực nhôm, phương pháp điện hóa học diễn ra có hiệu quả xử lý cao nhất với 30 phút điện phân, loại bỏ được 99,5% Phosphat và loại bỏ hoàn toàn sulphide từ quá trình kỵ khí

1.2.2 Một số công nghệ xử lý nước thải cao su ở Việt Nam

Một số nghiên cứu về xử lý nước thải sơ chế mủ cao su đã được nghiên cứu tại Việt Nam như sau:

Theo nghiên cứu của Nguyễn Trung Việt (1999) cho thấy: Quá trình phân huỷ kỵ khí trong bể UASB chuyển hoá hợp chất hữu cơ có khả năng phân huỷ sinh học thành acetate, propionate và methane lớn hơn 95% hiệu suất của quá trình chuyển hoá phụ thuộc vào nồng độ COD Ở pH 7-7,4 và tải trọng 0,2g COD/gVSS/Ngày, protein phân huỷ hoàn toàn hơn ở pH 4,8 Sự phân huỷ protein xảy ra không hoàn toàn do sự có mặt của các protein bền vững như hevein trong nước thải cao su Trong quá trình phân huỷ protein, có thể làm giảm pH xuống 5 do việc tạo thành axit béo bay hơi (VFA) trong điều kiện nghèo dinh dưỡng Bể UASB có thể hoạt động ổn định với tải trọng COD lên đến 15-20 kg COD/m3/ngày, thời gian lưu nước khoảng 2-6h, vận tốc nước đi lên là 0,4m/h UASB là phương án thích hợp cho việc xử lý nước thải cao su

Tác giả cũng tiến hành đánh giá khả năng ao thực vật thủy sinh để xử lý trực tiếp nước thải cao su và dòng thải từ UASB Đây là bước xử lý tiếp theo để đạt được tiêu chuẩn xả thải cho nguồn tiếp nhận Kết quả thu được cây dạ lan hương thích hợp với nồng độ COD 2480 mg/L và có thể đến 2900mg/L Trong khi đó, tảo thích hơp với nồng COD thấp hơn 2280mg/L và phụ thuộc vào quá trình thích nghi Hạt cao su lơ lửng là nhân tố chính làm giảm hiệu quả xử lý của bể, những hạt này tạo thành màng mỏng ở tế bào rể, ngăn cản nước và chất dinh dưỡng vào lá và tế

bào làm cho chúng chết nhanh Dòng thải đầu vào có nồng độ 300mg/L cho đầu ra thấp hơn 100mg/L Trong bể tảo, tải trọng hữu cơ không quá 15kg/ha.ngày, nếu quá trình trong dòng thải không có oxy

Năm 2003, Nguyễn Ngọc Bích đã tiến hành nghiên cứu nhằm xây dựng công nghệ xử lý nước thải thích hợp cho ngành cao su Việt Nam với công nghệ: bể điều hòa→ bể gạn mũ → bể kỵ khí xơ dừa → bể cao tải → bể lục bình → xả thải Kết quả nghiên cứu cho thấy: Hiệu quả xử lý của quá trình kỵ khí với thời gian lưu nước khoảng 2 ngày sau: COD 94,13% (61231 mg/L – 360 mg/L), BOD 95% (4006 mg/L – 200mg/L) T-N: 19,4% (237m/L – 191mg/L) và SS: 84,29% (382mg/L – 60mg/L) Hiệu quả xử lý của giai đoạn quang hợp từ bị kỵ khí xơ dừa→ bể cao tải → bể lục bình như sau: COD 81,94% (360-265-65mg/L), BOD 85,5% (200-61-29 mg/L) T-N: 95,06% (191 – 49,31 – 9,43 mg/L), N-NH3: 98,94% (172 – 1,68 – 1,83 mg/L), TSS: 38,33% (60 – 324 – 37 mg/L) Hiệu quả xử lý chất thải hữu cơ sau bể cao tải rất thấp, 11% đối với COD và 69,5% BOD Do sự tồn tại của tế bào tảo sau xử lý nên TSS trong nước sau bể cao tải nhưng hiệu quả xử lý N-NH3 và VFA lần lượt là 34 mg/L, 229mg/L rất thấp so với các biện pháp khác Hiệu quả xử lý mùi của bể cao tải rất tốt

Theo tác giả Nguyễn Thanh Bình năm 2008 đã nghiên cứu công nghệ lọc mủ bằng xơ dừa, cho thấy rằng: với thời gian lưu mức 16 giờ, bể gạn mủ xơ dừa loại bỏ được 64,89% lượng mủ còn xót lại trong nước thải sơ chế mủ cao su, cao hơn 3,22 lần so với hiệu quả loại bỏ mủ của các bẫy cao su hiện đang được ứng dụng (hiệu quả loại bỏ của bẫy cao su hiện thời là 20, 17%) Đồng thời tác giả cũng tiến hành xác định hiệu quả xử lý sơ bộ các chỉ tiêu ô nhiễm của nước thải cao su của bể gạn mủ sơ dừa, và thời gian lưu nước là 24 giờ loại bỏ được 56,25% COD và 59,6 % BOD Tác giả kết luận: xơ dừa sử dụng trong bể gạn mủ là một hướng mới để nâng cao hiệu quả loại bỏ mủ có trong nước thải chế biến mủ cao su

Theo Viện nghiên cứu cao su Việt Nam – Tập đoàn Công nghiệp cao su Việt Nam áp dụng cho 5 nhà máy chế biến cao su thuộc tập đoàn là nhà máy Thuận Phú, Ngọc Hồi, Krông Buk, Lộc Hiệp và xưởng cao su RSS Viện Nghiên cứu Cao su Việt Nam:

- Gạn mủ kết hợp với xử lý sinh học kỵ khí Công đoạn này được thực hiện tại Bể Kỵ khí Kết hợp Đây là sự kết hợp giữa Bể Kỵ khí Vách ngăn (Baffled Anaerobic Tank), vốn là một công nghệ sẵn có, với bể gạn mủ hiệu suất cao theo thiết kế của Viện Nghiên cứu Cao su Việt Nam

- Đồng hóa Nitơ kết hợp với xử lý sinh học hiếu khí Công đoạn này được thực hiện tại Bể Tảo Chlorella

- Ổn định sinh học: Công đoạn này được thực hiện tại Bể Ổn định Bảng 1.3: Một số công nghệ xử lý thải cao su của Tập đoàn Cao su Việt Nam (Viện

nghiên cứu cao su Việt Nam, 2011):

NGHỆ

1 Thuận Phú SVR 3L,5L; CV50, CV60,

SVR 10/20

gạn mũ →Bể lắng 1 →Bể lắng → Bể kỵ khí → các bể tảo → Bể ổn định → Nước ra 2 Ngọc Hồi SVR 3L, SVR 10/20

gạn mũ →Bể lắng →Bể kỵ khí →các bể tảo → Bể ổn định → Nước ra

3 Krông Buk SVR 3L, SVR 10/20

gạn mũ →Bể lắng →Bể kỵ khí →các bể tảo → Bể ổn định → Nước ra

4 Lộc Hiệp SVR 3L

gạn mũ →kỵ khí kết hợp→các bể tảo → Bể ổn định → Nước ra

5 RSS Lai Khê RSS, crepe

gạn mũ/lắng cát → kỵ khí kết hợp → các bể tảo → Bể ổn định → Bơm thải

Hiệu quả của công nghệ: Trong các công đoạn của hệ thống công nghệ thì công đoạn gạn mủ và xử lý sinh học đạt kết quả tốt nhất, kế đến là công đoạn đồng hóa Nitơ kết hợp với xử lý sinh học và công đoạn ổn định sinh học Dây chuyền công nghệ đã đạt được mục tiêu: Không gây mùi hôi trong quá trình xử lý, không tiêu hao hóa chất, vận hành đơn giản

Một số vấn đề còn tồn tại: Mặc dù điện năng tiêu thụ cho máy bơm hồi lưu rất thấp nếu so với các công nghệ xử lý nước thải hiếu khí hiện nay nhưng phải sử dụng bơm hồi lưu để tăng hiệu suất khuấy trộn cho các bể tảo ngoài ra một số chỉ tiêu vẫn chưa đạt quy chuẩn và hệ số an toàn chưa cao

Công nghệ xử lý nước thải sơ chế mủ cao su nội dung đã và đang hoàn thiện đáng kể Tuy nhiên, hiệu quả xử lý của các công nghệ vẫn chưa đạt về cả 3 yếu tố (kỹ thuật, kinh tế - xã hội và môi trường) Hiện nay, vẫn còn nhiều vấn đề tồn tại nước thải chế biến cao su, cụ thể: phần lớn không thể giải quyết triệt để đồng thời các thông số COD, BOD, N-NH3, mùi và đa số hệ thống vận hành không ổn định bởi vì một số công nghệ chế biến mủ cao su tạo ra lượng nước thải với hàm lượng chất hữu cơ đậm đặc hơn đồng thời với tính chất nước thải thường xuyên biến động Vì vậy, việc nghiên cứu hoàn thiện công nghệ xử lý nước thải chế biến mủ cao su để giải quyết những vấn đề tồn tại như trên là một bước ngoặc quan trọng góp phần nâng cao sự phát triển bên vững về môi trường và phát triển kinh tế xã hội nói chung Hiện nay, đã có nhiều nghiên cứu về xử ký nước thải chế biến mủ cao su nói chung và nước thải mủ ly tâm nói riêng nhưng hiệu quả xử lý vẫn chưa đạt được đạt kết quả mong muốn Đặc biệt là nước thải từ dây chuyền chế biến mủ ly tâm có mức độ ô nhiễm rất cao và có nhiều nhà máy chế biến cao su chỉ xử lý riêng cho các loại nước thải này Vì vậy, đề tài này với phương châm là kế thừa toàn bộ các công nghệ xử lý đã và đang được áp dụng tại Việt Nam để từ đó nghiên hoàn thiện công nghệ xử lý nước thải chế biến mủ ly tâm dựa trên việc tách mủ dư một cách triệt để, xử lý chất hữu cơ tải trọng cao và xử lý hiệu quả ô nhiễm N-hữu cơ, N-NH3 giúp cho chất lượng nước thải cao su đầu ra đạt tiêu chuẩn cho phép của QCVN 01:2015/BTNMT về nước thải công nghiệp chế biến cao su thiên nhiên

1.3 Các quá trình hóa lý và sinh học để xử lý nitơ 1.3.1 Các nguồn ô nhiễm và các vấn đề về môi trường

Trong nước thải, các hợp chất của nitơ tồn tại dưới 3 dạng: Các hợp chất hữu cơ, ammonia và các hợp chất dạng ôxy hoá (nitrite và Nitrate) Ô nhiễm Nitơ cho nguồn nước do nhiều nguồn khác nhau, trong đó nước thải đô thị, công nghiệp và

nông nghiệp là nguồn ô nhiễm chính và chiếm lần lượt là 49,0%, 30,0% and 11,1% Trong nước thải sinh hoạt nitơ tồn tại dưới dạng vô cơ (65%) và hữu cơ (35%) Nguồn Nitơ chủ yếu là từ nước tiểu Mỗi người trong một ngày xả vào hệ thống thoát nước 1,2 lít nước tiểu, tương đương với 12 g Nitơ tổng số Trong số đó Nitơ trong urê là 0,7g, còn lại là các loại nitơ khác Có một vài loại nước thải công nghiệp chứa ammonia như: Sản xuất chế biến thức ăn, đồ uống, nước thải thủy sản, nước thải cao su, nước thải thuộc da và nồng độ có thể dao động rất lớn

Nitơ trong nước thải cao, chảy vào sông, hồ làm tăng hàm lượng chất dinh dưỡng Do vậy nó gây ra sự phát triển mạnh mẽ của các loại thực vật phù du như rêu, tảo gây tình trạng thiếu Oxy trong nước, phá vỡ chuỗi thức ăn, giảm chất lượng nước, phá hoại môi trường trong sạch của thủy vực, sản sinh nhiều chất độc trong nước như NH4+, H2S, CO2, CH4… tiêu diệt nhiều loại sinh vật có ích trong nước Hiện tượng đó gọi là phú dưỡng nguồn nước

Hiện nay, phú dưỡng thường gặp trong các hồ đô thị, các sông và kênh dẫn nước thải Đặc biệt là tại khu vực Hà Nội, sông Sét, sông Lừ, sông Tô Lịch đều có màu xanh đen hoặc đen, có mùi hôi thối do thoát khí H2S Hiện tượng này tác động tiêu cực tới hoạt động sống của dân cư đô thị, làm biến đổi hệ sinh thái của nước hồ, tăng thêm mức độ ô nhiễm không khí của khu dân cư

Sự có mặt của Nitơ có thể gây cản trở cho các quá trình xử lý làm giảm hiệu quả làm việc của các công trình Mặt khác nó có thể kết hợp với các loại hoá chất trong xử lý để tạo các phức hữu cơ gây độc cho con người Với đặc tính như vậy việc xử lý Nitơ trong giai đoạn hiện nay đang là vấn đề đáng được nghiên cứu và ứng dụng

1.3.2 Các quá trình xử lý hóa lý

Một số quá trình hóa lý được sử dụng để xử lý Nitơ: Khử Ammonia bằng Clo: Sử dụng rất hiệu quả khi sử dụng với liều lượng lớn hơn liều lượng tới hạn Trong những trường hợp đó thường xuất hiện các liên kết chất hữu cơ chứa Clo, hay liên kết dạng Halogen gây độc hại cho vi sinh Vì vậy kỹ thuật này chỉ sử dụng khi lượng chất bẩn hữu cơ có rất ít trong nước cần xử lý hoặc dùng để khử trùng cho nước đã qua xử lý

Phương pháp thẩm thấu ngược dùng với mục đích khử muối, khử trùng, sản xuất nước siêu sạch được dùng phổ biến trong công nghiệp để xử lý Ammonia trong nước bằng phương pháp hóa lý là phương pháp trao đổi ion Tuy nhiên, vấn đề là viêc sử dụng chất trao đổi ion như thế nào cho hiệu quả về chất lượng lẫn kinh tế

Ngoài ra còn sử dụng một số phương pháp khác như: Thổi khí kết hợp nâng pH, điện ly, kết tủa bằng hóa chất, hấp phụ bằng than hoạt tính

Bảng 1.4: Hiệu suất các quá trình hóa lý xử lý Nitơ

STT Tác dụng cơ lý và

hóa học

Các hợp chất Nitơ Hiệu quả

khử TKN (%) Nitơ hữu cơ (%) NH3/NH4

+

(%)

NO3(%)

3 Thẩm thấu ngược 60 – 90 60 – 90 60 – 90 80 – 90 4 Khử bằng Clo Không chắc chắn 90 – 100 0 80 – 95 5 Kết tủa bằng hóa

1.3.3 Khử Nitơ bằng hồ thực vật thủy sinh

Sử dụng hệ ngập nước để xử lý nước thải là kỹ thuật xử lý có giá thành thấp trong điều kiện tự nhiên phù hợp hoặc là nơi đất đai có giá thành thấp Thực vật sử dụng trong ao hồ là loại nổi trên mặt nước như bèo hoa dâu, bèo tấm, rau muống, lục bình và các loại tảo, một số rong rêu có rễ bám trong bùn, thân lá nằm trong nước chúng có khả năng hấp thụ chất Nitơ Tại các vùng nước nông hoặc ven bờ các loài lau, sậy, sú vẹt…cũng là những nhóm thực vật có thể hấp thụ Nitơ trong

nước thải (Cat và cộng sự, 2007)

Thủy thực vật sử dụng cần có những tiêu chí sau để lựa chọn:

- Hiệu suất sinh khối (sản lượng lớn); - Khả năng tích lũy dinh dưỡng cao; - Có khả năng vận chuyển oxy từ môi trường không khí vào đất và nước; - Dễ thu hoạch;

- Phát triển tốt trong các điều kiện thời tiết

Ngoài khả năng hấp thu chất dinh dưỡng từ nước thải, các loài thủy thực vật còn đóng vai trò là chất mang của vi sinh vật và nhờ tương tác giữa thực vật với vi sinh để tăng cường hiệu quả xử lý các chất ô nhiễm

Viện Nghiên cứu Cao su Việt Nam đã đưa công nghệ hồ tảo trong xử lý nước thải tại một số nhà máy chế biến thuộc tập đoàn công nghiệp cao su Việt Nam, tuy là đã đạt được một số mục tiêu: Không gây mùi hôi trong quá trình xử lý, không tiêu hao hóa chất , không tiêu hao điện năng, vận hành đơn giản nhưng nồng độ sau xử lý còn cao so với quy chuẩn xả thải Cụ thể, tại nhà máy Thuận Phú, nước thải sau xử lý vẫn còn vượt chỉ tiêu TSS, tổng Nitơ, Ammonia

1.3.4 Quá trình Nitrat hóa - khử Nitrat

Công nghệ truyền thống dựa trên sự kết hợp quá trình nitrat hóa tự dưỡng và quá trình khử nitrat dị dưỡng Quá trình nitrat hóa là sự chuyển hóa ammonia thành nitrit (nitrit hóa, phản ứng 1.1) và sau đó thành nitrat (nitrat hóa, phản ứng 1.2), với oxy phân tử là chất nhận điện tử

thải, quá trình nitrit hóa được thực hiện bởi vi khuẩn oxy hóa ammonia (gọi tắt là AOB), đó là các chủng Nitrosomonas, Nitrosococus, Nitrosospira Nhóm vi khuẩn chính tham gia quá trình nitrat hóa (oxy hóa nitrit thành nitrat) bao gồm Nitribacter và Nitrospira

Có một vài điểm khác biệt về sự sinh trưởng của hai loại vi khuẩn AOB và NOB, điều này tạo điều kiện dễ dàng cho sự kiểm soát quá trình nitrat hóa Ở nhiệt độ thấp 150C tốc độ sinh trưởng tối đa của AOB (0,47/ngày) thì thấp hơn NOB (0,78/ngày) nhưng ở nhiệt độ cao hơn thì ngược lại Ngoài ra, ở nhiệt độ 250C hệ số ái lực oxy của AOB thấp hơn NOB 0,74 mg O2/l so với 1,75 mg O2/l Theo Hellinga và cộng sự (1998), nhiệt độ có ảnh hưởng khác nhau đến hoạt tính của AOB và NOB Nhiệt độ nằm trong khoảng 10 - 200C, sự oxy hóa nitrit diễn ra nhanh hơn so với sự oxy hóa ammonia và nhiệt độ nằm dưới khoảng trên thì ammonia oxy hóa hoàn toàn thành nitrat

Quá trình nitrat hóa dễ thay đổi bởi pH và tốc độ phản ứng giảm đáng kể ở pH < 6,8 Tchobanoglous và cộng sự cho rằng khi pH ở trong khoảng 5,8 - 6,0 tốc độ phản ứng chỉ bằng 10 – 20% so với tốc độ khi pH bằng 7 Ở các nghiên cứu khác của Garciá và Fernández, pH trên 8 cũng có thể dẫn đến ức chế hoạt động của quá trình nitrat hóa Tác giả cũng báo cáo sự ảnh hưởng của pH đến hoạt tính và giảm hoạt tính của vi khuẩn nitrat hóa có liên quan đến sự ức chế hoạt tính của enzym bởi liên kết H+ và OH-)

Trong giai đoạn khử nitrat, nitrat bị chuyển hóa thành nitơ phân tử thông qua nitrit và những chất đệm khác Quá trình khử nitrat có thể được thực hiện bởi nhiều

vi khuẩn dị dưỡng thuộc các loài Achromobacter, bacillus, Denitrobacillus, Lactobaciluss, Pseudomonas Giai đoạn này anoxic và cần phải có sự có mặt của

carbon hữu cơ đóng vai trò là chất cho điện tử Chất hữu cơ có thể lấy từ nhiều nguồn khác nhau như methanol, ethanol, acetate, … hoặc từ các thành phần trong nước thải Những phản ứng của quá trình khử nitrat sử dụng methanol như là nguồn carbon được trình bày trong phản ứng (1.5), (1.6) và (1.7)

6 NO3- + 2 CH3OH  6 NO2- + 2 CO2 + 4 H2O (1.5) 6 NO2- + 3 CH3OH  3 N2 + 3 CO2 + 3 H2O + 6 OH- (1.6) 6 NO3- + 5 CH3OH  3 N2 + 5 CO2 + 7 H2O + 6 OH- (1.7)

Phương trình phản ứng 1.8 thể hiện quá trình khử nitrat có tạo ra sinh khối: NO3- + 1,08 CH3OH + H+ 

0,065 C5H7NO2 + 0,47 N2 + 0,76 CO2 + 2,44 H2O (1.8) Các hệ thống nitrat hóa – khử nitrat có thể được thiết kế giai đoạn khử nitrat sau hoặc trước, được thể hiện trong hình 1.1 Đối với lựa chọn thứ nhất, giai đoạn khử nitrat đặt sau giai đoạn nitrat hóa thì cần phải bổ sung nguồn carbon hữu cơ Ở lựa chọn thứ hai, giai đoạn khử nitrat đặt trước giai đoạn nitrat hóa thì cần phải tuần hoàn một lượng lớn lưu lượng từ bể hiếu khí (nitrat hóa)

Hình 1.1: Bố trí các bước xử lý trong quá trình Nitrat hóa – khử Nitrat Mặc dù đã được phát triển từ lâu và hiện vẫn đang được áp dụng rộng rãi, nhưng hệ Nitrat hóa - khử Nitrat vẫn bộc lộ nhiều hạn chế:

- 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 các chất hữu cơ làm nguồn cung cấp carbon; - Đòi hỏi diện tích lớn;

- Tốn nhiều năng lượng; - Giá thành xử lý cao

Do vậy, yêu cầu cải tiến công nghệ nhằm tối ưu hiệu suất và giảm chi phí được đặt ra Năm 1995, một phản ứng chuyển hóa Nitơ mới được phát hiện ra trong tự nhiên, đó là phản ứng oxy hóa kỵ khí Ammonia (Anaerobic Ammonia Oxydation – Anammox) Trong đó, Ammonia được Oxy hóa bởi Nitrit trong điều kiện kỵ khí, không cần cung cấp Carbon hữu cơ, để tạo thành Nitơ phân tử

Hình 1.2: Chu trình chuyển hóa Nitơ

1.3.5 Các quá trình sinh học mới để xử lý nitơ

Hầu hết các quá trình sinh học tự dưỡng loại bỏ Nitơ hiện nay đều dựa trên phát hiện quá trình anammox Thêm vào đó, quá trình nitrit hóa hoặc nitrit hóa bán phần đóng vai trò như là bước tiền xử lý để có thể áp dụng được công nghệ này

1.3.5.1 Quá trình nitrit hóa bán phần

Partial Nitritation (quá trình Nitrit hoá bán phần) là quá trình oxy hoá một phần Ammonia thành Nitrite So sánh với quá trình loại bỏ Nitơ truyền thống (Nitrat hóa, khử Nitrat), thuận lợi của quá trình Nitrit hóa bán phần là nhu cầu Oxy thấp hơn (ít hơn 25%) và nhu cầu cacbon hữu cơ thấp hơn hoặc không cần tùy thuộc sau nó là quá trình khử Nitrat hoặc Anammox (Van Dongen và cộng sự, 2001; Shen và cộng sự, 2003; Bernet và cộng sự, 2005)

Vi khuẩn Oxy hóa Ammonia (AOB – Ammonia Oxydizing Bacteria) được

phân lập lần đầu tiên vào cuối thế kỷ XIX (Frankland, 1890; Winogladsky, 1890)

Các nhóm vi khuẩn thuộc AOB và số loài tương ứng với các nhóm đó được thể hiện

trong bảng 1.5:

Bảng 1.5: Giống và số loài của các giống thuộc AOB (Feray, 2000)

NH4+ → NH2OH → NO2

-AMO HAO

Sơ đồ quá trình Nitrit hóa của vi khuẩn Nitrosomonas

NH3+ + 0,5 O2 → NH2OH ΔG0’ = +17KJ/mol (1.9) 0,5 O2 + 2 H+ + 2e- → H2O ΔG0’ = -137KJ/mol (1.10) NH3+ + 0,5 O2 + 2 H+ + 2e- → NH2OH + H2O ΔG0’ = -120KJ/mol (1.11)

NH2OH + H2O → HNO2 + 4H+ + 4e- ΔG0’ = +23KJ/mol (1.12) 0,5 O2 + 2 H+ + 2e- → H2O ΔG0’ = -137KJ/mol (1.13) NH2OH + 0,5 O2 → HNO2 + 2 H+ + 2e- ΔG0’ = -114KJ/mol (1.14) NH3+ + 1,5 O2 → HNO2 + H2O ΔG0’ = -235KJ/mol (1.15)

Phương trình phản ứng (hóa Ammonia thành Hydroxylamin, và phtả ở phản ứng (1.11)

Hydroxylamin được đó 2 điện tử sẽ được chuyển cho phản ứng (cho chuỗi hô hấp (1.13) T

(1.14)

Tổng hợp tất cả phản ứng trquá trình Oxy hóa Ammonia

Quá trình này sinh nđộng sống

 Các yếu tố ảnh hưA Nhiệt độ

Nhiệt độ có ảnh hưđây là các thông số nhiệt độ ảnh h

- Nhiệt độ tối ưu cho quá tr- Tốc độ tăng trường giảm 50% khi nhiệt độ c- Tốc độ tăng trưởng giảm 75% khi nhiệt độ c

- Vi khuẩn Nitrosomonas- Vi khuẩn Nitrosomonas

ưởng đến hoạt động của vi khuẩn nitrit hóa

ưởng khác nhau đến tốc độ phát triển của các vi khuẩn Sau ệt độ ảnh hưởng đến tốc độ phát triển của vi khuẩn

ưu cho quá trình phát triển là : 25 – 30ờng giảm 50% khi nhiệt độ còn : 180C;ởng giảm 75% khi nhiệt độ còn : 8 - 10

Nitrosomonas sẽ ngừng hoạt động ở : 4 0C;

Nitrosomonas sẽ chết ở : 00C và 49

ưởng của nhiệt độ lên hoạt động của vi khuẩn Nitrosomonas

ả hai phần nhỏ của quá trình Oxy

ình này được mô

ẽ tạo ra 4 điện tử, trong

ại sẽ được dùng hóa Hydroxylamin thể hiện qua

15) của toàn bộ

ợc chúng sử dụng để cung cấp cho hoạt

nitrit hóa

ởng khác nhau đến tốc độ phát triển của các vi khuẩn Sau

ởng đến tốc độ phát triển của vi khuẩn AOB:

300C; C; 100C;

C và 490C

ạt động của vi khuẩn Nitrosomonas

B pH và độ kiềm

Giá trị pH trong nước là một nhân tố quan trọng ảnh hưởng trực tiếp lên quá trình nitrit hóa do hai lý do Thứ nhất, khi độ kiềm tổng giảm có thể kéo theo hiệu suất của quá trình nitrit hóa giảm bởi vì cần có một lượng lớn HCO3- được sử dụng để chuyển hóa ammonia thành nitrit Gujer và Jenkinsđã chỉ ra rằng cần dùng tới 8,64 mg/l bicarbonate (HCO3-) để oxy hóa 1 mg/l nitơ ammonia (NH4-N).Grady và Lim cho rằng loài Nitrosomonas thích hợp trong khoảng pH từ 7,0-8,0 còn

Nitrobacter là 7,5-8,0 (hình 1.4).Theo Skadsen, khi tăng pH lên đến 9,0 thì có thể

làm ức chế quá trình nitrat hóa.Quá trình nitrit hóa dễ thay đổi bởi pH và tốc độ phản ứng giảm đáng kể ở pH nhỏ hơn 6,8 Theo Tchobanoglous, khi giá trị pH nằm trong khoảng 5,8 – 6 thì tốc độ phản ứng chỉ bằng 10-20% so với tốc độ ở pH = 7; pH > 8 cũng có thể ức chế hoạt động của quá trình nitrit hóavà liên quan đến các cân bằng hóa học của các chất nền và chất ức chế như NH3, NH4+, HNO2-,NO2- và CO2-, HCO3-, CO32-

Hình 1.4: Ảnh hưởng của pH đến hoạt động của vi khuẩn Nitrosomonas và Nitribacter

Độ kiềm cũng là một yếu tố quan trọng ảnh hưởng đến quá trình Nitrat hóa Quá trình Oxy hóa 1mol Ammonia thành Nitrit tiêu tốn 2mol Bicarbonate và phản ứng sẽ dừng khi pH thấp hơn 6,5 Độ kiềm mất đi là do 2 nguyên nhân: độ kiềm

được sử dụng như nguồn cung cấp Carbon và quá trình Nitrat hóa sinh ra H+ sẽ tiêu thụ độ kiềm Tuy nhiên, quá trình Oxy hóa Ammonia sử dụng độ kiềm nhiều hơn

C Oxy hòa tan (DO)

Theo phát biểu của Goreau và cộng sự, nồng độ DO nhỏ hơn 2 mg/l gây ức chế quá trình nitrat hóa và sinh ra nitrit Ruiz và cộng sự cho rằng DO không ảnh hưởng đến quá trình tích lũy nitrit ở nồng độ 5,7-2,7 mg/l, và cả hai quá trình tích lũy nitrit với tiêu thụ ammonia bị ức chế khi nồng độ DO dưới 0,5 mg/l

D Độ mặn:

Sự tồn tại của muối trong môi trường có ảnh hưởng xấu đến vi khuẩn và ức chế hoạt tính của chúng Campos và cộng sự cho thấy sự ức chế hoàn toàn quá trình nitrat hóa ở nồng độ cao với các loại muối khác nhau (250-300mM) Tương tự, Moussa và cộng sự cũng đưa ra sự giảm thiểu 95% hoạt tính ở nồng độ muối NaCl là 40g-Cl/l Ở các nghiên cứu khác, Dahl và cộng sự cho thấy nitrit là sản phẩm cuối cùng khi xử lý nước thải muối Dincer và cộng sự đã chỉ ra độ muối thích nghi AOB hơn là NOB Trái lại, Moussa và cộng sựcho thấy rằng vi sinh AOB bị ảnh hưởng mạnh bởi độ muối hơn là NOB Sự khác biệt trong các kết quả này có thể là vì bùn sử dụng trong các nghiên cứu, các điều kiện thí nghiệm (pH, nhiệt độ, độ oxy hòa tan,…) và loại muối đặc trưng sử dụng

E Chất độc:

Theo Dahl và cộng sự, quá trình nitrat hóa có thể cũng ảnh hưởng bởi các chất độc vô cơ như kim loại nặng Skinner và Walker đã cho thấy về sự ức chế hoàn toàn trong quá trình oxy hóa ammonia đối với Ni là 0,25mg/L, Cr là 0,25 mg/L và Cu là 0,1 mg/l Hơn nữa, theoBlum và Speece, các hợp chất hữu cơ như các hóa chất hữu cơ hòa tan, amin, protein, tannins, các hợp chất của phenol cũng ức chế hoạt động quá trình oxy hóa nitrit

F Ánh sáng:

Ánh sáng ngăn cản sự phát triển của cả AOB và NOB thông qua oxi hóa cytochrome khi có sự hiện diện oxy NOB rất nhạy cảm với ánh sáng mặt trời hơn so với AOB Điều này được xem là ức chế hoạt động vi khuẩn nitrate hóa Quá trình nitrate hóa diễn ra nhanh hơn khi nuôi cấy trong tủ đóng so với để mở ứng với 250C là 1,22 đối với Nitrosomonas và 1,5 cho Nitrobacter Hooper và Terry nhận thấy có sự ức chế hoàn toàn Nitrosomonas ở bóng đèn 200W

G Ammonia tự do (FA) và axit nitric tự do (FNA):

Theo Wiesmann, ammonia tự do là chất nền đối với vi sinh AOB trong khi đó NOB sử dụng nitrit ở dạng anion, còn HNO2 là chất cho electron để trở thành NO2-.Tuy nhiên,như phát biểu của Vadivelu và cộng sự, FA và FNA cũng là chất ức chế hoạt tính của AOB và NOB Theo đó, Vadivelu cho rằngNOB bị ảnh hưởng mạnh bởi sự ức chế của FA và FNA hơn là AOB Mặt khác, Vadivelu và cộng sự cũngcho rằng FNA ảnh hưởng đến AOB (khoảng giá trị ức chế là 1,3 - 2,1 mg/L) Van Hulle báo cáo rằng nồng độ FNA cao hơn 2,8 mg/L sẽ gây ức chế cả NOB và AOB Đồng thời, các nghiên cứu khác cũng báo cáo rằng không thấy bất cứ sự ức

chế nào đến hoạt tính của AOB ở nồng độ FA lớn hơn 16 mg/L

1.3.6 Quá trình Anammox 1.3.6.1 Giới thiệu

Năm 1995, phản ứng chuyển hóa Nitơ mới đã được phát hiện (Van de Graaf và cộng sự, 1995) đó là phản ứng oxy hóa Ammonia trong điều kiện kị khí, trong đó Ammonia được oxy hóa bởi nitrit thành khí N2, không cần cung cấp cacbon hữu cơ Sự phát hiện này đã mở ra các hướng phát triển kỹ thuật mới để xử lý nitơ trong nước thải, đặc biệt là các loại nước thải có hàm lượng nitơ cao

Trong vòng 2 thập niên qua, đã bùng nổ các nghiên cứu liên quan đến Anammox và ứng dụng của nó Trên bình diện lý thuyết, chu trình nitơ trong tự nhiên đã được bổ sung thêm một mắt xích mới, còn trên bình diện công nghệ, đã có các nhà máy xử lý nitơ bằng quá trình Anammox được xây dựng và vận hành ở Hà Lan, Đức, Áo (Gut, 2006), (Szatkowska, 2007)

1.3.6.2 Sự phát hiện phản ứng anammox

Theo lý thuyết, sự oxy hóa ammonia bởi nitrat hoặc nitrit có khả năng xảy ra dựa trên năng lượng tự do trong các phản ứng (1.16) và (1.17) so với phản ứng của quá trình nitrat hóa (1.18) Broda đã dự đoán sự tồn tại của loài vi khuẩn lấy năng lượng từ quá trình oxy hóa các hợp chất vô cơ (sắt, nitơ, lưu huỳnh, hydrô) có khả năng oxy hóa ammonia thành khí nitơ trong đó nitrat đóng vai trò là chất oxy hóa

NH4+ + NO2-→ N2 + 2 H2O ∆G0 = - 357kJ/mol (1.16) 5NH4

+

+ 3 NO3

→ 4 N2 + 9 H2O + 2H+ ∆G0 = - 297kJ/mol (1.17) NH4+ + 2 O2 → NO3- + 2 H+ + H2O ∆G0 = - 349kJ/mol (1.18) Thật ra, phản ứng Anammox đã được dự báo từ trước khi phát hiện ra nó Trên cơ sở tính toán nhiệt động học (Broda, 1977), (Van de Graaf và cộng sự, 1995) đã dự báo về sự tồn tại của các vi khuẩn tự dưỡng có khả năng oxy hóa ammonia bởi nitrat, nitrit:

Năm 1995, thí nghiệm đầu tiên kiểm chứng quá trình oxy hóa kỵ khí ammonia (anammox) được mô tả bởi các nhà nghiên cứu của trường đại học công nghệ Delft Ammonia đã được quan sát thấy là đã biến mất ở trong một bể khử nitrat đặt tại Gist-brocades (Delft, Hà Lan) Cả hai quá trình tiêu thụ nitrat và ammonia cùng tăng đồng thời với lượng khí sinh ra Các tác giả đã kết luận quá trình sinh học mà trong đó ammonia bị oxy hóa thành nitơ phân tử trong điều kiện kỵ khí (với nitrat được xem như là chất nhận điện tử), và đặt tên cho quá trình này là anammox Trong các nghiên cứu về sau, quá trình anammox đã được kiểm chứng và nitrit được xem như là chất oxy hóa ban đầu Tiếp tục theo phát hiện ở Hà Lan, phản ứng anammox cũng được tìm ra và kiểm chứng trong các hệ thống xử lý nước thải ở Đức, Nhật, Thụy Sỹ, Bỉ, Áo, Anh và Mỹ

Sự phát hiện ra vi khuẩn anammox trong các hệ thống xử lý đã thúc giục các nhà khoa học tìm ra vi khuẩn này trong môi trường tự nhiên Anammox được xác định là chiếm 24-67% trong tổng lượng khí nitơ sinh ra ở giao biển phía bắc Baltic, Dalsgaard và cộng sự phát hiện đến 50% khí nitơ sinh ra trong trầm tích biển tại vùng nước thiếu khí dưới đáy đại dương ở Costa Rica Ngoài ra, nhiều vi khuẩn

Anammox cũng được phát hiện bởi Kuypers và cộng sự trong vùng nước thiếu khí

gần đáy biển đen

1.3.6.3 Cơ chế sinh hóa của anammox

Phản ứng anammox được kiểm chứng bởi Furukawa và cộng sự là ammonia bị oxy hóa bởi nitrit.Theo đó, trên cơ sở cân bằng khối lượng từ thí nghiệm nuôi cấy làm giàu với kỹ thuật mẻ liên tục (SBR) có tính đến sự tăng trưởng sinh khối, phản ứng trong quá trình anammox được xác định với các hệ số tỉ lượng như sau:

NH4+ + 1,32NO2- + 0,066HCO3- + 0,13H+ →

1,02N2 + 0,26NO3- + 0,066CH2O0,5N0,15 + 2,03H2O (1.19) Phương trình phản ứng (1.19) đã được sử dụng rộng rãi trong các lý giải và phân tích quá trình anammox Một lượng nhỏ nitrat được sinh ra trong phản ứng (1.19) được cho là đã sinh ra các chất khử tương đương để cố định CO2

Hình 1.5: Cơ chế sinh hóa quá trình Anammox

Trong đó:

Hydroxylamine;

Oxydoreductase tức HAO ở các Nitrosomonas);

Hình 1.6: Sơ đồ phân khoang tế bào Anammox

HZO được biết có cấu trúc tương tự HAO trong các vi khuẩn Nitrosomonas,

tức là chứa các Cytochrome c (Cyt c) với các Haem c và Haem hấp thụ mạnh ở 468 nm (tương tự P460 của HAO) Vì Ion trung tâm của các Haem này là sắt (FeII và FeIII), nên các vi khuẩn Anammox có màu đỏ đặc trưng nếu quần tụ ở mật độ lớn Việc quan sát sự xuất hiện màu đỏ là một chỉ dấu tốt cho sự phát hiện vi khuẩn Anammox

1.3.6.4 Cơ chế vi sinh của Anammox

Có ba loài vi khuẩn anammox đã được xác định và định danh là Brocadia, Kuenenia và Scalindua Theo phương pháp phân tích 16S rRNA, chúng hình thành nên một bộ chung với Planctomycetales Ở sự phát hiện đầu tiên, quần thể

anammox được làm giàu sử dụng một bể sinh học SBR Những vi khuẩn anammox được chiết tách bằng phương pháp ly tâm Theo đó, chủng vi khuẩn anammox có

tên đầu tiên là Candidatus Brocadia anammoxidants Chủng được phân lập ở Đức có tên là Canditatus Kuenenia stuttgartiensis, có nhiều đặc điểm khác với chủng Candidatus Brocadia anammoxidants Ở Nhật tại trường đại học Kumamoto,

anammox được làm giàu trên giá thể polyester non-woven, phân tích bằng kỹ thuật 16S rDNA chỉ ra rằng anammox trong nghiên cứu tại Nhật có độ tương đồng 92,2%

với Candidatus Brocadia anammoxidants và được đặt tên KSU-1 Một chủng mới có tên Candidatus Scalindua sorokinii được xác định là gần

giống với chủng Kuenenia đến 87,9% và giống với chủng Brocadia đến 87,6% Ở Pitsea (Anh) cũng phát hiện ra loài anammox trong bể nitrat hóa RBC, được định

danh là Candidatus scalindua brodae và Candidatus scalindua wagneri

1.3.6.5 Đặc điểm sinh trưởng của vi khuẩn anammox

Theo Egli và cộng sự, nhóm vi khuẩn anammox có thể hoạt động trong khoảng nhiệt độ từ 20 đến 430C (tối ưu 400C), pH= 6,4- 8,3 (tối ưu ở pH=8) Các tác giả cho rằng ở các điều kiện tối ưu này, tốc độ tiêu thụ cơ chất riêng cực đại là 55m NH4-N/g.protein/phút Ái lực với các cơ chất ammonia và nitrit rất cao Nhưng khi tiếp xúc với nồng độ trên 5mM trong khoảng thời gian 12 giờ thì nhóm vi khuẩn anammox bị mất hoạt tính hoàn toàn Tuy nhiên hoạt tính sẽ được hồi phục khi bổ sung một lượng rất nhỏ (50m) một trong các sản phẩm trung gian của quá trình chuyển hóa ammonia bởi các enzyme là hydrazine hay hydroxylamine Egli cũng cho biếthoạt tính anammox bị ức chế khi nồng độ oxy hòa tan trong môi trường lớn hơn 0,5 mg O2/l