Nghiên cứu xử lý amoni trong nước thải thủy sản bằng phương pháp bãi lọc trồng cây

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN VŨ ĐÌNH PHƯƠNG NGHIÊN CỨU XỬ LÝ AMONI TRONG NƯỚC THẢI THỦY SẢN BẰNG PHƯƠNG PHÁP BÃI LỌC TRỒNG CÂY LUẬN VĂN THẠC SỸ KHOA HỌC Hà Nội – 2012 1 ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN VŨ ĐÌNH PHƯƠNG NGHIÊN CỨU XỬ LÝ AMONI TRONG NƯỚC THẢI THỦY SẢN BẰNG PHƯƠNG PHÁP BÃI LỌC TRỒNG CÂY Chuyên ngành: Hóa môi trường Mã số: 604441 LUẬN VĂN THẠC SỸ KHOA HỌC Người hướng dẫn khoa học: TS. Lê Tuấn Anh Cơ quan: Đại học Quốc gia Hà Nội Hà Nội – 2012 2 MỤC LỤC LỜI CẢM ƠN MỞ ĐẦU CHƢƠNG 1: TỔNG QUAN 1.1 Hiện trạng ô nhiễm và sự cần thiết phải xử lý các hợp chất Nitơ trong nƣớc......................................................................................................................3 1.1.1. Tình hình ô nhiễm các nguồn nước hiện nay..........................................3 1.1.2. Hiện trạng ô nhiễm các hợp chất nitơ trong nước...................................5 1.1.3. Nguyên nhân..............................................................................................6 1.1.4. Tác hại của các hợp chất chưa nitơ đối với cơ thể con người.................7 1.1.5. Nguồn gây ô nhiễm amoni........................................................................8 1.1.5.1 Nguồn gốc gây ô nhiễm trong tự nhiên.....................................................8 1.1.5.2. Nguồn gốc gây ô nhiễm do con người.....................................................8 1.2. Khái quát chung về một số phƣơng pháp tách loại amoni......................9 1.3. Phƣơng pháp sinh học xử lý amoni..........................................................10 1.3.1. Phương pháp sinh học xử lý amoni........................................................10 1.3.1.1. Quá trình Nitrat hóa..............................................................................10 1.3.1.2. Quá trình đề nitrat hóa..........................................................................12 1.3.2. Quá trình Anammox................................................................................13 1.4. Xử lý nƣớc thải bằng bãi lọc trồng cây ngập nƣớc.................................26 1.4.1. Tình hình nghiên cứu trong nước và trên thế giới...............................27 1.4.1.1. Tình hình nghiên cứu trên thế giới........................................................27 1.4.1.2. Tình hình nghiên cứu trong nước..........................................................29 1.4.2. Các ưu nhược điểm chính của bãi lọc trồng cây....................................29 1.4.2.1. Ưu điểm..................................................................................................29 1.4.2.2. Nhược điểm............................................................................................29 1.4.3. Cấu tạo của bãi lọc trồng cây[13] ..........................................................30 1.4.4. Các loại bãi lọc trồng cây xử lý nước thải..............................................30 3 1.4.4.1. Bãi lọc trồng cây ngập nước..................................................................31 1.4.4.2. Bãi lọc ngầm trồng cây [13] .................................................................31 1.4.5. Cơ chế các quá trình xử lý trong bãi lọc trồng cây [5] .........................33 1.4.5.1. Loại bỏ các chất hữu cơ có khả năng phân hủy sinh học......................33 1.4.5.2. Loại bỏ các chất rắn..............................................................................34 1.4.5.3. Loại bỏ Nitơ...........................................................................................34 1.4.5.4. Loại bỏ photpho.....................................................................................35 1.4.5.5. Loại bỏ kim loại nặng..........................................................................35 1.4.5.6. Loại bỏ các hợp chất hữu cơ.................................................................35 1.4.5.7. Loại bỏ vi khuẩn và virus.......................................................................36 CHƢƠNG 2: ĐỐI TƢỢNG VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 2.1. Đối tƣợng nghiên cứu................................................................................37 2.2. Mục tiêu nghiên cứu..................................................................................37 2.3. Thiết kế.......................................................................................................37 2.4. Vận hành.....................................................................................................40 2.5. Phƣơng pháp phân tích [3] ......................................................................40 2.5.1. Xác định hàm lượng amoni bằng phương pháp so màu với thuốc thử Nessler................................................................................................................40 2.5.1.1. Nguyên tắc.............................................................................................40 2.5.1.2. Tiến hành phân tích...............................................................................41 2.5.2. Xác định hàm lượng Nitrit (NO2-) trong nước bằng phương pháp so màu với thuốc thử Griss....................................................................................41 2.5.2.1. Nguyên tắc.............................................................................................41 2.5.2.2. Tiến hành phân tích...............................................................................42 2.5.3. Xác định nitrat (NO3-) trong nước bằng phương pháp so màu với thuốc thử phenolđisunfonic.........................................................................................42 2.5.3.1. Nguyên tắc.............................................................................................42 2.5.3.2. Tiến hành phân tích...............................................................................43 2.5.4. Xác định hàm lượng phốt pho bằng phương pháp đo quang với thuốc 4 thử Amonimolipdat – vanadat...........................................................................43 2.5.4.1. Nguyên tắc.............................................................................................43 2.5.4.2. Tiến hành phân tích...............................................................................44 2.5.5. Phương pháp xác định COD bằng kalibicromat....................................44 2.5.5.1. Nguyên tắc.............................................................................................44 2.5.5.2. Cách tiến hành.......................................................................................45 2.5.6. Phân tích vi sinh vật................................................................................46 2.5.6.1. Lấy mẫu phân tích VSV.........................................................................46 2.5.6.2. Chỉ tiêu VSV cần phân tích (phương pháp MPN) ................................46 2.5.7. Các phương pháp sinh học phân tử.......................................................46 CHƢƠNG 3: KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 3.1. Kết quả tiền xử lý.......................................................................................48 3.2. Kết quả phân tích các tháng.....................................................................48 3.3. Tính toán các kết quả thu đƣợc và bình luận.........................................60 3.3.1. Kết quả phân tích COD...........................................................................60 3.3.2. Kết quả phân tích amoni.........................................................................62 3.3.3. Kết quả phân tích nitrit............................................................................63 3.3.4. Kết quả phân tích nitrat...........................................................................65 3.3.5. Kết quả phân tích photphat.....................................................................66 3.4. Phân tích vi sinh vật..................................................................................68 3.4.1. Phân tích thành phần loài vi khuẩn trong các mẫu bằng DGGE.........68 3.4.2. Phân lập vi khuẩn đại diện của mỗi nhóm.............................................69 3.4.2.1. Vi khuẩn nitrat hóa................................................................................69 3.4.2.2. Vi khuẩn khử nitrat................................................................................70 3.4.3. Kết quả phân tích số lượng vi sinh vật....................................................70 3.5. Cây trồng trong bãi lọc trồng cây............................................................71 5 KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ 6 MỞ ĐẦU Nước giữ vai trò thiết yếu trong sinh hoạt, sản xuất, đồng thời tham gia trực tiếp vào tất cả các quá trình sống, từ đơn giản đến phức tạp. Hiện nay, với sự phát triển không ngừng của các ngành nông nghiệp, công nghiệp và dịch vụ, mỗi ngày con người đã đưa hàng trăm triệu tấn chất thải vào môi trường nói chung, môi trường nước nói riêng. Đó chính là nguyên nhân làm cho chất lượng nguồn nước bị xuống cấp trầm trọng, ảnh hưởng trực tiếp tới sức khỏe con người. Vấn đề ô nhiễm môi trường nước đang là thách thức đối với sự tồn vong và phát triển của xã hội loài người, đặc biệt là các quốc gia đang phát triển, trong đó có Việt Nam. Công nghệ xử lý nước thải hiện nay còn sử dụng nhiều năng lượng, hóa chất nhằm tiếp cận mục tiêu kiểm soát môi trường, trong khi đó ít để ý tới sự phát triển bền vững của hệ sinh thái tổng thể. Tình trạng đó gây khó khăn rất lớn cho việc đảm bảo quá trình phát triển bền vững của quốc gia trong quá trình thực hiện công nghiệp hóa và hiện đại hóa. Trong số các phương pháp xử lý thân thiện với môi trường được phát triển trong thời gian gần đây thì phương pháp xử lý nước thải bằng thảm thực vật, cụ thể bãi lọc trồng các loại thực vật sống trong nước đã và đang được áp dụng tại nhiều nước trên thế giới. Với những ưu điểm nổi bật là rẻ tiền, dễ vận hành, đồng thời mức độ xử lý ô nhiễm cao, loại bỏ được vi sinh vật gây bệnh. Phương pháp bãi lọc trồng cây cũng đặc biệt thích hợp để xử lý nguồn nước bị ô nhiễm kim loại nặng và các loại chất ô nhiễm khác. Bãi lọc trồng cây ngập nước được xem là một phương pháp sinh học hữu hiệu sử dụng cả hệ vi sinh vật và hệ thực vật trong xử lý nước thải. Tuy nhiên, vì là 2 giới hoàn toàn khác nhau nên khả năng thích ứng khác nhau, nhu cầu dinh dưỡng khác nhau và khả năng chuyển hóa các chất cũng khác nhau. Vi sinh vật thiên về vô cơ hóa các chất hữu cơ, ngược lại thực vật lại thiên về hữu cơ hóa các chất vô cơ. Do khả năng thích ứng của thực vật đối với môi trường thường 7 kém hơn vi sinh vật nên khả năng duy trì sự phát triển ổn định khó khăn hơn, ngược lại vi sinh vật có khả năng thích ứng cao hơn, có khả năng tự biến đổi, thích ứng với điều kiện môi trường Nước ta có vùng biển rộng lớn (thềm lục địa có diện tích gấp 3 lần diện tích đất liền), lại có nhiều sông ngòi nên sản lượng thủy sản hàng năm rất lớn. Ngành chế biến thủy sản ở nước ta vì vậy mà ngày càng phát triển và đang dần trở thành một trong những ngành mũi nhọn của nền kinh tế Việt Nam; mỗi năm đóng góp vào ngân sách nhà nước khoảng 4,2 tỷ USD nhưng bên cạnh lợi ích đó cũng sinh ra rất nhiều vấn đề về môi trường. Quá trình chế biến thủy sản đòi hỏi một lượng nước lớn, ước tính để chế biến 1 tấn thủy sản cần đến trên 10m3 nước. Nước thải trong quá trình chế biến thủy sản chứa hàm lượng chất hữu cơ cao, ngoài ra còn có các chất kháng sinh, sát trùng và tẩy rửa, do đó cần phải xử lý triệt để nhằm loại bỏ các tác nhân gây ô nhiễm môi trường. Chúng tôi đã tiến hành nghiên cứu đề tài: “Nghiên cứu xử lý amoni trong nước thải thuỷ sản bằng phương pháp bãi lọc trồng cây” nhằm tìm hiểu sự chuyển hóa các chất trong đó chủ yếu là amoni trong môi trường bãi lọc ngập nước có trồng cây cói trên bề mặt của bãi lọc nhằm ứng dụng để xử lý nước thải chế biến thủy sản [2]. 8 CHƢƠNG 1: TỔNG QUAN 1.1. Hiện trạng ô nhiễm và sự cần thiết phải xử lý các hợp chất nitơ trong nƣớc 1.1.1. Tình hình ô nhiễm các nguồn nước hiện nay Hiện nay, ở Việt Nam mặc dù các cấp, các ngành đã có nhiều cố gắng trong việc thực hiện chính sách và pháp luật về bảo vệ môi trường, nhưng tình trạng ô nhiễm nước vẫn là một vấn đề rất đáng lo ngại. Với tốc độ công nghiệp hóa và đô thị hóa khá nhanh, sự gia tăng về dân số đã gây áp lực ngày càng nặng nề đối với tài nguyên nước. Môi trường nước ở nhiều đô thị, khu công ngiệp và làng nghề ngày càng bị ô nhiễm bởi nước thải, khí thải và chất thải rắn. Ở các thành phố lớn, hàng trăm cơ sở sản xuất công nghiệp đang gây ô nhiễm môi trường nước do không có công trình và thiết bị xử lý chất thải. Ô nhiễm nước do các hoạt động sản xuất công nghiệp là rất nghiêm trọng. Tình trạng ô nhiễm nước thấy rõ nhất là ở Hà Nội và thành phố Hồ Chí Minh. Ở các thành phố này, nước thải sinh hoạt không có hệ thống xử lý tập trung mà trực tiếp đổ ra nguồn tiếp nhận (sông, hồ, kênh, mương). Mặt khác còn rất nhiều các cơ sở sản xuất, phần lớn các bệnh viện và cơ sở y tế lớn chưa có hệ thống xử lý nước thải, cũng như một lượng lớn chất thải rắn trong thành phố không thu gom hết được… là những nguồn đáng kể gây ô nhiễm môi trường nước. Hiện nay, mức độ ô nhiễm trong các kênh, sông, hồ ở các thành phố lớn là rất cao. Ở thành phố Hà Nội, tổng lượng nước thải của thành phố lên tới 300.000 đến 400.000 m3/ngày, hiện mới chỉ có 5/31 bệnh viện có hệ thống xử lý nước thải, chiếm 25% lượng nước thải bệnh viện; 36/400 cơ sở sản xuất có xử lý nước thải, lượng nước thải sinh hoạt chưa được thu gom khoảng 1.200m3/ngày đang xả vào các khu đất ven hồ, kênh, mương trong nội thành. Chỉ số BOD, oxy hòa tan, các chất NH4+, NO2-, NO3- ở các sông, mương nội thành đều vượt quá quy 9 định cho phép. Ở thành phố Hồ Chí Minh, lượng rác thải lên tới gần 4000 tấn/ngày, chỉ có 24/142 cơ sở y tế lớn là có xử lý nước thải, 3.000 cơ sở sản xuất gây ô nhiễm thuộc diện phải di dời [9]. Không chỉ ở Hà Nội, thành phố Hồ Chí Minh mà tại các thành phố khác như Hải Phòng, Nam Định, Hải Dương, Đà Nẵng… nước thải sinh hoạt cũng không được xử lý, độ ô nhiễm nguồn nước nơi tiếp nhận nước thải đều vượt quá tiêu chuẩn cho phép. Việt Nam có gần 76% dân số đang sinh sống ở nông thôn, nơi cơ sở hạ tầng còn lạc hậu, phần lớn chất thải của con người và gia súc không được xử lý nên thấm xuống đất hoặc bị rửa trôi làm cho tình trạng ô nhiễm nguồn nước về mặt hữu cơ và vi sinh vật ngày càng cao. Trong sản xuất nông nghiệp do lạm dụng các loại thuốc bảo vệ thực vật, các nguồn nước ở sông, hồ, kênh, mương bị ô nhiễm, ảnh hưởng lớn đến môi trường nước và sức khỏe của nhân dân. Theo thống kê của Bộ Thủy sản, tổng diện tích nước mặt sử dụng cho nuôi trồng thủy sản đến năm 2010 của cả nước là 1,1 triệu ha. Do nuôi trồng thủy sản ồ ạt, thiếu quy hoạch, không tuân theo quy trình kĩ thuật nên đã gây nhiều tác động tiêu cực tới môi trường nước. Ngoài ra, với việc sử dụng nhiều và không đúng cách các loại hóa chất trong nuôi trồng thủy sản, các thức ăn dư thừa lắng xuống đáy ao, hồ, lòng sông đang làm cho môi trường nước bị ô nhiễm các chất hữu cơ, làm phát triển một số loài sinh vật gây bệnh và làm xuất hiện một số loại tảo độc, thậm chí đã có dấu hiệu xuất hiện thủy triều đỏ ở một số vùng ven biển Việt Nam. Như vậy, có nhiều nguyên nhân khách quan và chủ quan dẫn đến tình trạng ô nhiễm môi trường nước như: sự gia tăng dân số, mặt trái của quá trình công nghiệp hóa, hiện đại hóa, cơ sở hạ tầng yếu kém, lạc hậu, nhận thức của người dân còn nhiều hạn chế… Đáng chú ý là sự bất cập trong hoạt động quản lý, bảo vệ môi trường. Nhận thức của nhiều cấp chính quyền, cơ quan quản lý, tổ chức và cá nhân có trách nhiệm về nhiệm vụ bảo vệ môi trường nước chưa sâu sắc và đầy đủ. Cơ chế phân công giữa các cơ quan, các ngành chưa đồng bộ, 10 chưa quy định trách nhiệm rõ ràng… 1.1.2. Hiện trạng ô nhiễm các hợp chất nitơ trong nước Hiện nay, do thực trạng hệ thống cấp – thoát nước, xử lí nước cấp và nước thải, chất thải rắn chưa đồng bộ, cộng thêm đó là sự phát triển của các ngành công – nông nghiệp ngày một tăng trong thời gian gần đây, chưa kể đến các quá trình diễn ra trong tự nhiên, ở điều kiện địa chất – thủy văn phức tạp ở vùng châu thổ sông Hồng, đã gây cho nguồn cấp nước duy nhất hiện nay – nguồn nước ngầm, nguy cơ ô nhiễm ngày càng cao, trong đó có ô nhiễm các hợp chất chứa nitơ. Theo khảo sát của các nhà khoa học, phần lớn nước ngầm ở vùng đồng bằng Bắc Bộ như Hà Nội, Ninh Bình, Hải Dương … đều bị nhiễm amoni NH4+rất nặng, vượt tiêu chuẩn nhiều lần. Tại Hà Nội, Hà Nam, Nam Định, Ninh Bình, Hải Dương, Hưng Yên, Thái Bình, xác xuất các nguồn nước ngầm nhiễm amoni ở nồng độ cao hơn tiêu chuẩn là khoảng 70 – 80%. Ngoài amoni, không ít nguồn còn chứa khá nhiều hợp chất hữu cơ. Như vậy tình trạng nhiễm bẩn amoni và hợp chất hữa cơ trong nước ngầm ở Đồng bằng Bắc Bộ đã đến mức báo động và khả năng tác động của amoni lên cơ thể con người là chắc chắn. Kết quả khảo sát mới đây của Liên đoàn địa chất thủy văn – địa chất công trình miền Bắc cho thấy, hàm lượng amoni, nitrat, nitrit, … trong nước ngầm ở Hà Nội đã vượt nhiều lần chỉ tiêu cho phép, ảnh hưởng lớn đến sức khỏe của con người. Theo tiêu chuẩn vệ sinh nước ăn uống dựa trên Quyết định 1329 của Bộ Y tế, nước sinh hoạt đạt chuẩn ở mức hàm lượng amoni: 1,5mg/l. Trên thực tế, kết quả phân tích các mẫu nước đều vượt quá chỉ tiêu cho phép, nhiều nơi cao hơn từ 20 đến 30 lần. Tầng nước ngầm trên (cách mặt đất từ 25m đến 40m) – nơi người dân khai thác bằng đào giếng khoan – đã ô nhiễm nặng ở nhiều nơi. Điển hình là xã Pháp Vân có hàm lượng amoni là 31,6 mg/l. Phường Tương Mai 11 có hàm lượng amoni 13,5 mg/l. Các phường Trung Hòa, xã Tây Mỗ, xã Trung Văn ... đều có hiện trạng tương tự. Nguy hại hơn, mức ô nhiễm đang tăng dần theo thời gian, xã Yên Sở trong năm 2002 kết quả đo đạc cho thấy hàm lượng amoni là 37,2 mg/l nay đã tăng lên 45,2 mg/l, phường Bách Khoa mức nhiễm từ 9,4 mg/l, nay tăng lên 14,7 mg/L. Có nơi chưa từng bị nhiễm amoni song nay cũng đã vượt tiêu chuẩn cho phép như Long Biên, Tây Mỗ, Đông Ngạc ... Hiện nguồn nước nhiễm bản đã lan rộng trên toàn thành phố. Tầng nước ngầm dưới (cách mặt đất từ 45m đến 60m) là nguồn cung cấp cho các nhà máy cũng bị nhiễm bẩn. Đề tài “Nghiên cứu xử lý nước ngầm nhiễm bẩn amoni” do Sở Giao thông Công Chính Hà Nội đã nghiệm thu cho thấy: “Do cấu trúc địa chất, nước ngầm Nhà máy nước Tương Mai có hàm lượng sắt và amoni NH4+ là 6-12, có khi 18 mg/l; Hạ Đình là 12-20, có khi 25 mg/l; Pháp Vân: 15-30, có khi 40 mg/l” [4, 7]. 1.1.3. Nguyên nhân Các chất ô nhiễm như các hợp chất chứa nitơ sẽ từ nước mặt thấm xuống nước dưới đất. Đó là nguyên nhân gây ô nhiễm nước ngầm. Như vậy nếu nguồn nước mặt bị ô nhiễm thì dẫn đến nguồn nước ngầm cũng bị ô nhiễm. Ngoài ra quá trình lắng đọng giữ lại cũng như hàng loạt các hợp chất chứa nitơ từ các quá trình phân giải tự nhiên (protein, amino axit, amit, hợp chất hữu cơ chứa nitơ... ) cũng là nguyên nhân gây ô nhiễm nito trong nước. Ở môi trường pH từ 6 – 8 nitơ nằm chủ yếu dưới dạng NH4+. Amoni có thể xuất hiện trong nước ngầm từ nước thải sinh hoạt, bãi chôn lấp phế thải, nghĩa trang ... do kết quả của quá trình amôn hóa – phân hủy các hợp chất chứa nitơ như đạm, nước tiểu và axit nucleic ... bởi vi sinh vật hay do việc sử dụng phân bón, thuốc trừ sâu có chứa nitơ trong công nghiệp. Sự có mặt các ion NH4+ cùng với NO3- chứng tỏ nước ngầm bị ô nhiễm bởi nước thải sinh hoạt mới xâm nhập [4]. 12 1.1.4. Tác hại của các hợp chất chưa nitơ đối với cơ thể con người Các hợp chất nitơ có thể tồn tại dưới dạng các hợp chất hữu cơ, nitrit, nitrat và amoni. Amoni thực ra không quá độc với cơ thể người. Ở trong nước ngầm amoni không thể chuyển hóa được do thiếu oxy. Khi khai thác lên, vi sinh vật trong nước nhờ oxy trong không khí chuyển amoni thành các nitrit (NO2-), nitrat (NO3-) tích tụ trong nước ăn. Các hợp chất chứa nitơ trong nước có thể gây nên một số bệnh nguy hiểm cho người sử dụng nước. Trong những thập niên gần đây, nồng độ nitrat trong nước uống tăng lên đáng kể. Nguyên nhân là do sử dụng phân đạm vô cơ tăng, gây rò rỉ nitrat xuống nước ngầm. Hàm lượng nitrat trong nước uống tăng gây nguy hại về sức khỏe đối với cộng đồng. Bản thân nitrat không gây rủi ro cho sức khỏe, tuy nhiên nitrat chuyển thành nitrit (do men khử nitrat) lại có khả năng gây độc. Nitrit ảnh hưởng đến sức khỏe với 2 khả năng sau: Chứng máu Methaemoglobin và ung thư tiềm tàng [3]. * Chứng máu Methaemo – globinaemia (hội chứng xanh xao trẻ em) Trẻ nhỏ khoảng 1 tuổi dễ mẫn cảm với sự tồn lưu huyết cầu tố bào thai và do trong dạ dày không có đủ độ chua để hạn chế sự chuyển hóa nitrat thành nitrit. Nitrit hình thành ở dạ dày, truyền qua đường máu, phản ứng với huyết sắc tố mang oxy, oxy hóa sắt để tạo thành huyết Methaemoglobin làm giảm khả năng mang oxy của máu, có khả năng gây tử vong do: ngột ngạt hóa chất. Ở những quốc gia có nồng độ NO3- cao, phải cấp nước chai có nồng độ NO3- thấp cho các bà mẹ đang cho con bú và trẻ em được nuôi bằng sữa bình. * Ung thư tiềm tàng Đối với người lớn, NO2- kết hợp với các amoni axit trong thực phẩm là thành chất Nitrosamin. Nitrosamin có thể gây tổn thương di truyền tế bào – nguyên nhân gây bệnh ung thư. Những thí nghiệm cho NO2- vào thức ăn, nước 13 uống của chuột, thỏ... với hàm lượng vượt ngưỡng cho phép thì sau một thời gian thấy những khối u sinh ra trong gan, phổi, vòm họng của chúng. Ngoài ra, amoni có mặt trong nước ngầm làm giảm hiệu quả của khâu khử trùng bằng clo, do nó phản ứng với clo để tạo thành các cloramin, có tác dụng sát khuẩn yếu hơn nhiều so với clo (khoảng 1000 lần). Ngoài ra, nó còn giảm khả năng xử lý sắt, mangan bằng công nghệ truyền thống. Amoni là nguồn dinh dưỡng, tạo điều kiện cho các vi sinh vật trong nước, kể cả tảo, phát triển nhanh, làm ảnh hưởng đến chất lượng nguồn nước thương phẩm, đặc biệt là độ trong, mùi vị, nhiễm khuẩn [31]. 1.1.5. Nguồn gây ô nhiễm amoni 1.1.5.1 Nguồn gốc gây ô nhiễm trong tự nhiên Nitơ từ đất, nước, không khí vào cơ thể sinh vật qua nhiều dạng biến đổi sinh học, hóa học phức tạp rồi lại quay trở về đất, nước, không khí tạo thành một vòng khép kín gọi là chu trình nitơ. Trong đất, nitơ chủ yếu tồn tại ở dạng hợp chất hữu cơ. Lượng này càng được tăng lên do sự phân hủy xác thực vật, chất thải động vật. Hầu hết thực vật không thể trực tiếp sử dụng những dạng nitơ hữa cơ này mà phải nhờ vi khuẩn trong đất chuyển hóa chúng thành những dạng vô cơ dễ hấp thụ. Khi được rễ cây hấp thụ, qua các quá trình biến đổi hóa học, chúng sẽ tạo thành enzim, protein, clorophin... nhờ đó thực vật lớn lên và phát triển. Con người và động vật ăn thực vật, sau đó thải cặn bã vào đất cung cấp trở lại nguồn nitơ cho thực vật. Một số loài thực vật có nốt sần như cây cọ đậu, cỏ ba lá, cây đinh lăng ... có thể chuyển hóa nitơ trong khí quyển thành dạng nitơ sử dụng được cho cây. Nitơ đã tạo được một chu trình kín trong tự nhiên. 1.1.5.2. Nguồn gốc gây ô nhiễm do con người Ngoài quá trình hình thành theo con đường tự nhiên lượng ion NO3-, NO2-, NH4+ trong chu trình còn được tăng lên do các nhà máy sản xuất phân 14 đạm, chất thải khu đô thị có hàm lượng nitơ cao. Nguồn ô nhiễm nitơ trong nước bề mặt có thể từ nhiều ngồn khác nhau: Công nghiệp, nông nghiệp, dân cư ... Các ngành công nghiệp sử dụng nitrat trong sản xuất là nguồn chủ yếu gây ô nhiễm nguồn nước. Nitrat được thải qua nước thải hoặc rác thải. Trong hệ thống ống khói của các nhà máy này còn chứa nhiều oxit nitơ thải vào khí quyển, gặp mưa và một số quá trình biến đổi hóa học khác, chúng rơi xuống đất dưới dạng HNO3, HNO2. Do đó hàm lượng của các ion này trong nước tăng lên. Nông nghiệp hiện đại là nguồn gây ô nhiễm lớn cho nước. Việc sử dụng phân bón hóa học chứa nitơ với số lượng lớn, thành phần không hợp lý, sử dụng bừa bãi thuốc trừ sâu, diệt cỏ, ...làm cho lượng nitrat, amoni trong nước bề mặt và ngầm ngày càng lớn. Trong nước thải sinh hoạt cũng có chứa một hàm lượng nitơ nhất đinh. Việc nước thải sinh hoạt không được xử lý chảy vào hệ thống các con sông trong thành phố cũng là một trong các nguồn gốc gây ô nhiễm nước [5]. 1.2. Khái quát chung về một số phƣơng pháp tách loại amoni Amoni là một thành phần rất hay gặp trong nước thải. Các dòng thải chứa nitơ có thể gây độc đối với môi trường nước, gây ra hiện tượng giảm nồng độ oxi trong nước, hiện tượng phú dưỡng và ảnh hưởng đến khả năng loại bỏ clo. Vì vậy loại bỏ nitơ có trong các nguồn nước thải là cần thiết. Các hợp chất của nitơ có thể được loại bỏ từ nước thải bởi các quá trình sinh học hay các quá trình kết hợp giữa hóa học và vật lý. Phương pháp sinh học là kinh tế và hiệu quả do giá thành vận hành thấp và quá trình thực hiện là thuận lợi hơn so với các phương pháp vật lí, hóa học. Do đó quá trình loại bỏ nitơ theo phương pháp sinh học thường được ứng dụng rộng rãi hơn các phương pháp vậy lý, hóa học [5, 22, 27]. Có rất nhiều phương pháp xử lí amoni trong nước ngầm đã được các nước trên thế giới thử nghiệm và đưa vào áo dụng như: Làm thoáng để khử NH3 ở môi trường pH cao (pH = 10 – 11); clo hóa với nồng độ cao hơn điểm đột biến 15 (break-point) trên đường cong hấp thụ clo trong nước, tạo cloramin; trao đổi ion NH4+ và NH3- bằng các vật liệu trao đổi Kation – Anion như Klynoptilolyle hay Sepiolite; nitrat hóa bằng phương pháp sinh học; nitrat hóa kết hợp với khử nitrat; công nghệ Anammox, Sharon - Anammox; Phương pháp điện hóa, điện thẩm tách, điện thẩm tách đảo chiều, dùng vi sinh vật... 1.3. Các phƣơng pháp sinh học xử lý amoni 1.3.1. Phương pháp sinh học xử lý amoni Nitrat hóa sinh hóa đóng vai trò quan trọng trong hệ sinh thái trên Trái Đất đặc biệt là với chu trình của nitơ. Đây là phương pháp truyền thống để xử lí amoni, là quá trình chuyển hóa sinh hóa các hợp chất hữu cơ của nitơ có tính khử thành các hợp chất vô cơ có tính oxi hóa. Amoni được loại bỏ qua 2 giai đoạn: Giai đoạn nitrat hóa và giai đoạn đề nitrat hóa. 1.3.1.1. Quá trình nitrat hóa * Vi khuẩn nitrat hóa Các loại vi sinh vật tham gia vào quá trình nitrat hóa gồm Nitrosomonas và Nitrobacter. Các vi sinh vật này được coi là loại tự dưỡng bởi vì chúng tiếp nhận năng lượng cho sự sinh trưởng và tổng hợp tế bào từ sự oxi hóa các hợp chất vô cơ hoặc CO2 hơn là từ các hợp chất hữu cơ. Cả 2 loại vi sinh vật này đều có yêu cầu về môi trường riêng biệt cho sự sinh trưởng như pH, nhiệt độ, oxi hòa tan. Thêm vào đó, chúng tái sinh chậm hơn nhiều so với vi sinh vật dị dưỡng. Nhiều loại kim loại nặng hoặc các hợp chất hữu cơ có thể ức chế sự phát triển của VSV nitrat hóa. Nitrosomonas chỉ có thể oxi hóa amoni thành nitrit cũng như Nitrobacter chỉ oxi hóa nitrit thành nitrat. * Điều kiện tối ưu cho sự phát triển của 2 loại vi khuẩn trên - Nhiệt độ: Khoảng nhiệt độ từ 25 – 300C là thích hợp cho việc nitrat hóa, trong đó tại nhiệt độ xung quanh 300C tốc độ nitrat hóa là cao nhất [32]. 16 - pH: Thông thường, sự chuyển hóa của amoni thành nitrat thông qua nitrit bởi vi sinh vật nitrat hóa tự dưỡng được coi là xảy ra trong môi trường pH từ trung tính đến kiềm. Trong quá trình nitrat hóa ở pH axit được coi như kết quả do hoạt động của vi sinh vật dị dưỡng. Kết luận này thu được từ sự quan sát tốc độ phát triển của vi khuẩn nitrat hóa trong hệ thống gián đoạn, người ta thấy rằng pH tối ưu cho Nitrosomonas và Nitrobacter tương ứng nằm trong khoảng 7.5 – 9.0 và 7.0 – 9.3. Sự oxi hóa nitrit bị giảm tại pH kiềm do sự ức chế cạnh tranh giữa NO2- và OH-, trong khi sự ức chế tại pH thấp phụ thuộc vào sự tạo thành axit nitric tự do. * Phương trình tỉ lượng Sự oxi hóa của NH4+ và NO3- xảy ra theo 2 bước sau: Bước 1: Amoni được oxi hóa thành Nitrit NH4+ + 3/2 O2 𝑁𝑖𝑡𝑟𝑜𝑠𝑜𝑚𝑜𝑛𝑎𝑠 NO2- + 2H+ + H2O Vi khuẩn thực hiện quá trình này ở khu vực nước ngọt có tên là Nitrosomonas europara và khu vực nước lợ có tên là Nitrosococcus. Bước 2: Oxi hóa NO2- thành NO3NO2- + 1/2O2 𝑁𝑖𝑡𝑟𝑜𝑏𝑎𝑐𝑡𝑒𝑟 NO3- Phương trình tổng cộng có thể viết như sau: NH4+ + 2O2 → NO3- + 2H+ + H2O (1) Để cho phản ứng xảy ra hoàn toàn muốn oxi hóa 1 g NH4+ cần 4,57 g O2. Phản ứng tạo sinh khối cũng xảy ra đồng thời với quá trình nitrat hóa theo phương trình: NH4+ + HCO3- + 4CO2 + H2O → C5H7O2N + 5O2 (2) Trong đó C5H7O2N là công thức tượng trưng cho tế bào vi khuẩn. 17 Kết hợp (1) và (2) phương trình tổng cộng của quá trình oxi hóa và tạo sinh khối là: 22NH4+ + 37O2 + HCO3- + 4CO2 + H2O → C5H7O2N + 21NO3- + 20H2O + 42H+ Từ phương trình trên ta thấy rằng tính kiềm sẽ giảm dần trong suốt quá trình nitrat hóa [33]. * Hiệu quả của quá trình nitrat hóa Vận tốc quá trình nitrat hóa phụ thuộc vào tuổi thọ bùn (màng vi sinh vật), nhiệt độ, pH của môi trường, nồng độ vi sinh vật, hàm lượng amoni, oxy hòa tan, vật liệu lọc ... Ở nhiệt độ cao thì quá trình diễn ra thuận lợi hơn. Quá trình nitrat hóa diễn ra có hiệu quả khi hàm lượng oxy hòa tan lớn hơn 4 mg/l. Với hàm lượng oxy hòa tan 2 mg/l, hiệu suất quá trình giảm đi 50%. Các vi khuẩn nitrat hóa có khả năng kết tụ thấp, do vậy việc lựa chọn vật liệu lọc, nơi các màng vi sinh vật dính bám cũng có ảnh hưởng quan trọng tới hiệu suất làm sạch và sự tương quan sản phẩm của phản ứng sinh hóa [31]. 1.3.1.2. Quá trình đề nitrat hóa Đề nitrat hóa là quá trình trong đó một số loài vi khuẩn nhất định trong điều kiện kị khí khử NO3- thành sản phẩm khí như N2, NO, N2O – là những chất có ảnh hưởng không đáng kể tới môi trường [33]. * Vi khuẩn đề nitrat hóa Không giống như vi khuẩn nitrat hóa tự dưỡng trong giai đoạn nitrat hóa, vi khuẩn đề nitrat hóa là vi khuẩn dị dưỡng. Các loại phổ biến là Bacillus, Micrococcus, Pseudomonas, Achromobacter. Trong môi trường kị khí, các vi khuẩn này sử dụng NO3- hay NO2- là chất nhận điện tử cuối cùng và sử dụng các hợp chất hữa cơ để tạo năng lượng. Các chất hữu cơ gồm methanol, axetat, glucozơ, etanol và một số hợp chất khác. Metanol (CH3OH) không đắt, vì vậy nó thường được sử dụng rộng rãi hơn cả. 18 *Phương trình tỉ lượng Đề nitrat hóa là quá trình gồm 2 bước, sử dụng metanol là chất cho điện tử có thể được biểu diễn theo phương trình sau: CH3OH + 3 NO3- → 3 NO2- + CO2 + 2H2O CH3OH + 3 NO2- → CO2 + N2 + H2O + 2OHPhương trình tổng cộng: 5CH3OH + 3 NO3- → 5CO2 + 3N2 + 7H2O + 6OHBởi vì sự tổng hợp tế bào xảy ra đồng thời với sự khử nitrat nên phương trình tổng hợp bao gồm cả 2 quá trình trên được viết lại như sau: 58NO3- + 80CH3OH + 98H+ → 30CO2 + 24N2 + 10C5H7O2N + 174H2O Nếu trong nước có oxy hòa tan, sẽ làm giảm hiệu suất của quá trình khử Nitrat hóa, do các vi khuẩn sẽ sử dụng O2 thay cho NO3- hay NO2- như chất nhận điện tử từ phản ứng khử nitrat, bằng cách bổ sung thêm một lượng methanol vào nước: 3O2 + 2CH3OH → 2CO2 + 4H2O 1.3.2. Quá trình Anammox * Định nghĩa Quá trình oxi hóa amoni yếm khí tự dưỡng (anaerobic ammonium oxidation - Anammox) trong đó amoni và nitrit được oxi hóa một cách trực tiếp thành khí N2 dưới điều kiện yếm khí với amoni là chất cho điện tử, còn nitrit là chất nhận điện tử để tạo thành khí N2. Đây là một phương pháp có hiệu quả và kinh tế hơn so với quá trình loại bỏ amoni thông thường từ trong nước thải có chứa nhiều amoni. Ưu điểm của phương pháp này so với phương pháp nitrat hóa và đề nitrat hóa thông thường là ở chổ đòi hỏi nhu cầu về oxi ít hơn và không cần nguồn cacbon hữu cơ từ bên ngoài. Bước nitrat hóa bán phần trước phải được tiến hành để chuyển chỉ một nửa amoni thành nitrit. Sản phẩm trình 19 anammox là N2, tuy nhiên khoảng 10% của nitơ đưa vào (amoni và nitrit) được chuyển thành nitrat. Dựa trên cân bằng khối qua quá trình nuôi cấy làm giàu anammox phương trình của quá trình anammox được đưa ra như sau: NH4+ +1.3NO2- +0.066HCO3- + 0.13H+ → 1.02N2 + 0.26 NO3- + 0.066 CH2O 0.5 N0.15 + 2.03H2O [32]. Hình 1.1: Cơ chế sinh hóa giả thiết của phản ứng anammox Anammox là một công nghệ mới được phát triển trong những năm gần đây. Nó không cần bất kỳ một nguồn cacbon hữu cơ nào để loại bỏ nitơ vì vậy nó đem lại lợi ích về kinh tế và mang lại nhiều tiềm năng cho xử lý nước thải có chứa amoni nhưng hàm lượng cacbon hữu cơ thấp. Trong quá trình anammox, amoni được chuyển thành N2 với nitrit là chất nhận điện tử và vì vậy tỉ lệ hàm lượng và amoni là khoảng 1.3 [16]. Sự kết hợp hai quá trình nitrat hóa bán phần và quá trình anammox dựa trên thực tế rằng nitrit là hợp chất trung gian trong cả hai quá trình. Vì vậy nitrat hóa bán phần để chuyển 1/2 amoni thành nitrit là thuận tiện và kinh tế và theo sau đó là quá trình anammox đảm bảo loại bỏ toàn bộ nitơ thông qua một quá trình hoàn toàn tự dưỡng. Nhu cầu oxi giảm đi chỉ còn 62,5% và tiết kiệm được đáng kể giá thành do không phải bổ xung thêm cacbon hữu cơ so với hệ thống nitrat hóa - đề nitrat hóa thông thường [32]. 20 Trong những năm gần đây, quá trình anammox đã nhận nhiều được sự quan tâm và nghiên cứu. Từ những nghiên cứu này cho thấy rằng có ít nhất hai khả năng cho quá trình oxi hóa amoni yếm khí tồn tại trong tự nhiên. Vi khuẩn oxi hóa amoni "hiếu khí" bao gồm Nitrosomonas eutropha giảm nitrit hoặc nitơ đioxit với hydroxylamine hoặc amoni là chất cho điện tử dưới điều kiện yếm khí. Tốc độ oxi hóa amoni yếm khí lớn nhất là khoảng 2nmol NH4+ min-1 (mg protein)-1 sử dụng NO2 là chất nhận điện tử. Trong phản ứng này NO là chất trung gian. Trong quá trình anammox với nitrit là chất nhận điện tử thì tốc độ oxi hóa có thể lên đến 55nmol NH4+ min-1 (mg protein)-1 [29]. Hình 1.2: Vi khuẩn anammox Candidatas Brocadia (John Fuerst/Rick Webb) [7] * Các điều kiện ảnh hưởng Khoảng pH và nhiệt độ sinh lý học: Tốc độ chuyển hóa chất nền đặc biệt lớn của toàn bộ sinh khôi anammox được tính toán như một hàm của nhiệt độ và pH trong những thí nghiệm dạng mẻ và trong sự vắng mặt của những giới hạn về chuyển khối. Từ sự phụ thuộc vào nhiệt độ của hoạt tính anammox, người ta 21 đã tính toán được năng lượng hoạt động là 70kJ/mol, là xấp xỉ tương đương với quá trình oxi hóa hiếu khí. Hoạt tính và ức chế: Hằng số hoạt tính của anammox với amoni và nitrit cân bằng hoặc nhỏ hơn 0.l mg N/l. Quá trình anammox là không bị ức chế bởi N-NH4+ và N-NO3- với nồng độ ít nhất lên tới 1000mg/l. Tuy nhiên N-NO2- gây nên ức chế hoàn toàn với nồng độ 100mg/l, ở những nồng độ nitrit lớn hơn 18mM hoạt tính của anammox đã bị ức chế hoàn toàn, và nồng độ 25mM tương ứng với nồng độ ức chế 50% [35]. Ảnh hưởng của các chất nền và các chất sản phẩm: Tiến hành thí nghiệm với các nồng độ ban đầu khác nhau của amoni, nitrit, và nitrat cho thấy nitrit có ảnh hưởng lớn nhất với hoạt tính đặc biệt SAA (specific anammox activity) cực đại của anammox. Với nồng độ nitrit 25mM tương ứng với nồng độ ức chế 50%. Còn với amoni và nitrat khi nồng độ lên đến 70 mM trong thiết bị phản ứng SBR được tiến hành liên tục trong một tuần không quan sát thấy có ảnh hưởng âm nào lên hoạt tính của anammox. Vì vậy nồng độ nitrit đòi hỏi phải được điều khiển chặt chẽ để tránh những ức chế cho quá trình. Sự ức chế này sẽ được phục hồi bằng cách cộng thêm vào lượng vết những chất trung gian của anammox (>1.4 mgN/1 của hydrazine, > 0.7 mgN/1 của hydroxylamine). Hoạt tính của anammox giảm với sự gia tăng nồng độ nitrit. Việc giảm này không phụ thuộc vào pH trong khoảng 7 – 7,8. Ở nồng độ nitrit cao các vi sinh vật không chỉ sử dụng amoni là chất cho điện tử mà chúng còn phải tạo ra một chất cho điện tử ngay ở bên trong cơ thể để làm giảm nitrit [8]. Nhiệt độ tối ưu cho quá trình anammox là khoảng 30 – 400C. 22 Tuy nhiên gần đây Cemaetal đã cho thấy rằng trong một thiết bị đĩa quay sinh học quá trình anammox cũng đã đạt được thành công khi tiến hành ở nhiệt xung quanh 200C. Và điều này cũng được ghi nhận bởi Isakaetal. khi tiến hành với thiết bị phản ứng lọc sinh học yếm khí (anaerobic biofilter - ABF) với kết quả xử lý được 8,1 g N (Ld)-1. Và một vài nghiên cứu với anammox ở biển cũng cho thấy hoạt tính của anammox ở nhiệt độ thấp. Vì vậy việc ứng dụng anammox sẽ không bị hạn chế bởi ảnh hưởng của nhiệt độ gần khoảng 300C [13]. Rất nhiều các nghiên cứu đã tiến hành ở nhiệt độ của nước thải khá cao với khoảng nhiệt độ tối ưu cho anammox là 370C, quá trình anammox được dùng chủ yếu vào xử lý nước thải từ đâu ra của thiết bị phân hủy metan. Nếu như hoạt tính mà có đủ ở nhiệt độ thấp thông thường (dưới 250C) thì quá trình anammox có thể được ứng dụng rộng rãi để xử lý nhiều loại nước thải công nghiệp. Và một thí nghiệm tiến hành với thiết bị lọc sinh học yếm khí (ABF) ở 20 - 220C đã cho thấy rằng với một nồng độ thích hợp của nitrit và thời gian lưu thủy lực ngắn hơn sẽ đem lại một tốc độ chuyển hóa nitơ cao ngay cả khi chúng ta tiến hành ở nhiệt độ thấp thích hợp (dưới 250C) [24]. Người ta cũng đã nhận thấy rằng hoạt tính cực đại của sinh khối anammox khi không được làm thích nghi là được quan sát thấy trong khoảng nhiệt độ từ 35 đến 400C. Trong khi ở 450C sẽ gây nên sự giảm hoạt tính của anammox không thuận nghịch do sự giảm dần của sinh khối. Bằng việc giảm từ từ nhiệt độ người ta cũng đã đạt được thành công trong thiết bị phản ứng kiểu SBR ở 180C. Nhưng khi nhiệt độ giảm xuống 150C, hiệu suất tối đa của thiết bị phản ứng cũng giảm do sự tích lũy nồng độ nitrit và ảnh hưởng của cả nhiệt độ và hệ thống sẽ mất tính ổn định. Như vậy sự thích nghi của sinh khối anammox ở nhiệt độ thấp đã được quan sát và người ta cũng nhận thấy rằng có sự thay đổi 23 về đặc điểm vật lý của bùn và cả đặc điểm chất lượng của mật độ vi khuẩn trong quá trình phản ứng [13]. Phản ứng anammox dễ dàng bị ức chế bởi oxi và nitrit. Một mức độ oxi rất thấp (> 0.04 mg L-1) đã gây ra ức chế thuận nghịch, nồng độ nitrit cao (> 100 mg L-1) gây ra ức chế không thuận nghịch hoạt tính của vi khuẩn oxi hóa amoni. Ảnh hưởng của oxi lên quá trình anammox đã được kiểm nghiệm trong vài thí nghiệm và kết quả chỉ ra rằng chỉ khi oxi được loại bỏ bằng việc thổi đẩy mạnh với các khí trơ, việc chuyển hóa amoni và nitrit mới được phục hồi. Và người ta cũng nhận thấy rằng hoạt tính của anammox trong quá trình nuôi cấy làm giàu chỉ có ở những điều kiện toàn yếm khí [9]. Nồng độ oxi cao gây nên ức chế không thuận nghịch (18% độ bão hòa oxi - saturation) [35]. Trong những quan sát gần đây trong mô hình bán công nghiệp đã cho thấy có sự liên hợp của anammox (anammox consortium) khi phải đối mặt với những điều kiện thay đổi và khác nghiệt trong xử lý nước thải so với điều kiện tối ưu trong phòng thí nghiệm. Trong những năm qua việc cố gắng mở rộng phạm vi ứng dụng của anammox vào trong công nghiệp đã được tiến hành. Chẳng hạn như kết hợp quá trình anammox và quá trình đề nitrat đã được nghiên cứu để xử lý nước thải có nồng độ amoni cao mà chứa COD và sau đó là những khả năng liên hợp mà đã được tích lũy của anammox dưới điều kiện đầu vào có nồng độ amoni thấp hoặc dưới những điều kiện nhiệt độ thấp. Ngày nay có một vài vấn đề đặt ra trong việc ứng dụng anammox vào thực tế là sự thích nghi với sự có mặt của oxi trong dòng vào hay trong thiết bị phản ứng, cụ thể là khả năng liên hợp đã được nuôi dưỡng ở những điều kiện có oxi. Điều này sẽ tiết kiệm được chi phí trong việc tạo ra điều kiện yếm khí hoàn toàn trong quá trình anammox ứng dụng vào công nghiệp. Một kế hoạch đầy triển vọng để tránh ảnh hưởng của DO là làm giàu một số vi khuẩn tiêu thụ oxi để tạo ra vùng (niche) yếm khí thích hợp cho 24 anammox. Mặc dù việc nuôi cây làm giàu liên hợp anammox thường được tiến hành ở trong những điều kiện không có oxi và hoàn toàn tự dưỡng. Nhưng thậm chí do có thể được cung cấp ở dòng vào với nồng độ là thấp hơn so với một vài quá trình khác mà được trang bị máy cung cấp oxi. Vì dưới điều kiện thiếu oxi này sẽ gặp khó khăn trong việc làm giàu các vi khuẩn tiêu thụ oxi và làm cho chúng thể hiện hoạt tính trong liên hợp. Thực tế có vài loại vi khuẩn mà có thể chịu đựng được trong điều kiện thiếu oxi trong một thời gian dài và tính đa dạng trong thành phần của liên hợp anammox là thấp hơn so với thành phần của các liên hợp trong một vài quá trình loại bỏ nitơ khác. Tuy nhiên sự có mặt của các vi khuẩn nitrat trong thiết bị phản ứng anammox hoặc màng sinh học anammox cho thấy rằng mặc dù các vi khuẩn nitrat có thể được làm giàu dưới điều kiện yếm khí, nhưng chúng sống sót ít nhất. Rất nhiều các vi khuẩn oxi hóa amoni như một vài giống thuộc Nitrosomonas là yếm khí tùy tiện và có sự trao đổi khí. Chúng có thể sử dụng rất nhiều chất cho proton (hydro, pyruvat, amoni) để khử nitrit dưới điều kiện yếm khí để tạo ra NO, N2O, N2. Trái ngược hẵn với các vi khuẩn anammox, chúng có quá trình trao đổi chất linh hoạt hơn nhiều. Hoạt tính oxi hóa amoni cao nhất là thấp hơn 25 lần so với anammox (55nmol NH4+ N(mg protein)-1 min-1 nhưng cũng đủ cao để tồn tại trong giai đoạn kéo dài không có mặt của oxi. Nhờ quá trình trao đổi chất phức tạp để sao chép mà một số giống thuộc Nitrosomonas có thể đưa đến khả năng tạo ra một công nghệ thích hợp cho sự thích nghi với DO của liên hợp anammox [27]. Kết quả thu được khi tiến hành trong thiết bị đĩa quay sinh học không gắn kết (non-woven biological rotating contactor) cho thấy khi dòng vào có chứa oxi thì việc loại bỏ N-NH4+, N-NO2- vẫn đạt được những thành công nhờ liên hợp anammox với tốc độ loại bỏ anammox cao, ổn định 2-2.3 kg N m-3 ngày-1. Khi nồng độ DO được tăng dần theo từng bậc thì vi khuẩn có chức năng tiêu thụ oxi cần một thời gian để chuyển đổi quá trình trao đổi chất cho phù hợp. Trong quá 25 trình này, các vi khuẩn nitrat hóa hiếu khí giống như N. eutropha là cộng đồng có chức năng tiêu thụ oxi chính và vì vậy giúp bảo vệ vi khuẩn anammox thuộc Planctomycetale khỏi oxi [27]. Ảnh hưởng của sunfua, sunfit và phôtphat: Với sunfua nồng độ giữa 1 và 2 mM gây ra sự giảm 60% hoạt tính của SAA. Và SAA hoàn toàn biến mất ở nồng độ sunfua lớn hơn 5mM. lmM sunphit đã gây ra sự ảnh hưởng tới hoạt tính củe anammox. Anammox là một vi khuẩn tự dưỡng có tốc độ sinh trưởng khá chậm, nồng độ các chất bền và các hợp chất khác trong nước thải thô có thể gây độc đổi với hoạt tính của anammox. Photphat (5 - 50mM) có ảnh hưởng ức chế mạnh đến hoạt tính của anammox. Còn acetate có thể có mặt ở nồng độ lên đến 10 và 15 mM mà không gây nên sự giảm hoạt tính đáng kể nào. Nhưng ở nồng độ 25 và 50 mM acetat sẽ gây ra ức chế 22 và 70% [34]. Ảnh hưởng của muối: nồng độ NaCl dưới 150mM không ảnh hưởng đến hoạt tính của anammox trong khi KC1 và Na2S04 có ảnh hưởng khi nồng độ cao hơn 100 và 50 mM. 40mM KHCO3 không có ảnh hưởng đến anammox. * Sinh học tế bào Quá trình anammox được thực hiện bởi vi khuẩn tự dưỡng thuộc nhóm plantcomycetales. Các vi khuẩn trong quá trình anammox thuộc vào 3 giống sau: Candidatus Brocadia, Candidatus Kuenenia, Candidatus Scalindua. Vi khuẩn anammox được tìm thấy đầu tiên trong những tầng nước ở biển Đen, những khu vực có nồng độ oxi thấp ở đại dương [34]. Chúng là loại cực khó để phân lập và vì vậy không có môi trường nuôi cây tinh khiết nào giữ lại được. Tuy nhiên có một vài môi trường nuôi cây được làm giàu cao từ các thiết bị xử lý nước thải [25]. 26 Toàn bộ các vi khuẩn anammox đều có các ngăn được ngăn bởi màng trong tế bào được gọi là các anammoxosome và quá trình anammox được cho rằng diễn ra ở đó. Ở đây amoni được oxi hóa thành nitrit theo con đường hydrazin (N2H4) và hydroxinamin (NH2OH). Màng của anammoxosome chứa lớp lipid mà tạo thành các barie chặt chẽ chống lại sự phá hủy và là nơi xuất hiện đặc tính đặc biệt của anammox. Quá trình thủy phân làm các enzim trong màng xúc tác cho sự oxi hóa của NH4+ với NO2-, với hydrazine và hydroxylamine là chất trung gian và tạo ra một động lực proton đi qua màng được dùng để sản ra ATP. Cấu trúc màng rất chặt chẽ hạn chế sự phá hủy của proton khi đi qua màng để tăng quá trình tạo ATP. Nó cũng ngăn chặn sự mất đi của các chất trung gian và hạn chế chất trung gian hoạt động là hydrazine tới các anammoxosome và vì vậy ngăn chặn nó tạo ra những phá hủy đối với tế bào [35]. Người ta cũng nhận thấy rằng cả các hỗn hợp vi khuẩn oxi hóa amoni và các vi khuẩn anammox dưới điều kiện yếm khí đều có thể sử dụng nitrit như là một chất nhận điện tử và amoni như là chất cho điện tử. Phương pháp FISH đã được sử dụng để nhận dạng các loại vi khuẩn oxi hóa amoni trong điều kiện yếm khí cho thấy rằng có 3 loại là Nitrosomonas spp., Candidatus Brocadia anammoxidans và Candidates Kuenenia stuttgartiensis. Quá trình nuôi cấy khi được tiến hành ở 42mg N – NH4+/l thì sẽ làm giàu cho Nitrosomonas spp. Chỉ có trên 30% Candidatus B. anammoxidans và K.stuttgartiensis là 2.1% trong khi nêu tiến hành nuôi cấy ở nồng độ 210mg N- NH4+/l thì B. anammoxidans và K.stuttgartiensis chiếm đến 85.6%. Tốc độ loại bỏ nitơ của vi khuẩn anammox (0.6 g N/g anammox VSS/ngày) là cao hơn đáng kể so với vi khuẩn oxi hóa amoni (0.4 g N/g Nitrosomonas VSS/ngày) [25]. Phản ứng oxi hóa amoni yếm khí được tiến hành bởi hai loại vi khuẩn anammox có tên là Candidatus Brocadia anammoxidans và Candidatns 27 Kuenenia stuttgartiensis. Vi khuẩn này trước đây đã được quan sát thấy ở Hà Lan và sau đó là ở trong một vài thiết bị xử lý nước thải ở Đức và Thụy Điển. Hai loại vi khuẩn này là rất giống nhau. Hoạt tính cao của anammox là có thể nhận thấy ở cả hai loại này trong khoảng pH từ 6.4 đến 8.3 và nhiệt độ từ 20 đến 430C. Khoảng pH và nhiệt độ tối ưu của cả hai loại này là giống nhau. Hoạt tính anammox cao nhất của K.stuttgartiensis là 26.5 nmol N2/mg protein.min ở pH 8 và 370C. Hoạt tính này là thấp hơn so với hoạt tính anammox tối đa của B. anammoxidans. Tốc độ sinh trưởng (thời gian nhân đôi là 11 ngày) của cả hai là giống nhau. Hoạt tính của vi khuẩn anammox cao hơn gấp 25 lần vi khuẩn nitrat hiếu khí oxi hóa amoni dưới điều kiện yếm khí khi sử dụng nitrit là chất nhận điện tử. Quá trình oxi hóa amoni yếm khí chậm hơn 7 lần so với quá trình oxi hóa amoni hiếu khí. Vi khuẩn anammox rất nhạy cảm với oxi và nitrit. Nồng độ thấp ở 2µM và nitrit ở từ 5 đến 10 mM đã gây ra ức chế hoàn toàn với anammox nhưng có thể phục hồi được [2]. * Gác loại mô hình cho quá trình anammox Anammox được quan sát thấy trong thiết bị xử lý nước thải với tỉ lệ C/N thấp và trong thiết bị phản ứng có sự lưu giữ sinh khối tốt như thiết bị dạng mẻ liên tiếp yếm khí ASBR (anaerobic sequential batch reactor) hay trong hệ thống thiết bị sử dụng vật liệu mang như thiết bị tầng chuyển động MBR (moving bed reactor), thiết bị đĩa quay sinh học RBC và thiết bị phản ứng dạng màng. Vi sinh vật liên quan đến quá trình oxi hóa amoni yếm khí là Planctomyces dường như là phụ thuộc vào hoạt tính của vi khuẩn oxi hóa amoni hiếu khí trong những điều kiện giới hạn về oxi ví dụ như ở bề mặt danh giới giữa hiếu khí/kị khí của các màng sinh học hay các bông [18]. Để tăng tính ổn định của hệ thống trong quá trình anammox người ta cũng đã sử dụng nhiều các thiết bị phản ứng như thiết bị tầng giãn nở, thiết bị phản ứng theo mẻ liên tiếp hay thiết bị dạng vận chuyển bằng khí (gas-lift type 28 reactor). Và vi khuẩn anammox cũng đã được giữ lại trong thiết bị phản ứng với sinh khối ở dạng hạt. Người ta đã đạt được những thành công trong việc phát triển hoạt tính của anammox trong các loại thiết bị này. Đặc điểm của các thiết bị này là thời gian khởi động cần khoảng 3 tháng. Thêm vào đó người ta còn sử dụng cả thiết bị phản ứng dạng lọc sinh học yếm khí ABF với vật liệu mang là các sợi polyester không đan kết có các lỗ xốp nhỏ li ti như là một tầng cố định và được cho rằng là vật liệu mang cố định có khả năng trong việc làm giàu và lưu giữ vi khuẩn anammox [24]. Trong đó thiết bị màng sinh học hoặc thiết bị phản ứng bùn dạng hạt có thể là cách tiến hành tốt nhất đối với quá trình anammox. Thiết bị SBR (sequential batch reactor) thường được sử dụng để làm giàu anammox do tính đơn giản, lưu giữ sinh khối có hiệu quả, tính đồng nhất của hỗn hợp trong thiết bị phản ứng, tính ổn định và tin cậy trong một thời gian tiến hành phản ứng dài, tính ổn định dưới những điều kiện giới hạn về chất nền và sự chuyển hóa nitơ cao [22]. Ở Hà Lan quá trình oxi hóa amoni yếm khí đã đạt được nhiều thành công như là một hệ thống loại bỏ nitơ có hiệu quả kinh tế cũng như thân thiện với môi trường. Vi khuẩn anammox trong điều kiện yếm khí với nitrit là chất nhận điện tử và năng lượng duy trì cho quá trình cố định CO2. Giá thành và sự tạo ra CO2 trong quá trình loại bỏ nitơ đã được giảm đến 60% và 90%. Nhưng có một hạn chế là tốc độ sinh trưởng chậm của vi khuẩn anammox đã đòi hỏi một thời gian bắt đầu và thời gian phục hồi khá dài sau những thay đổi biến động. Người ta đã gặp phải vấn đề này trong thiết bị phản ứng UASB khi được đưa vào lần đầu tiên để xử lý nước thải. Do việc tạo thành dạng hạt từ bùn ở dạng bông là rất khó khăn nên thiết bị phản ứng UASB đầu tiên đã phải mất một thời gian khởi động rất dài. Điều này đã khắc phục bằng một thiết bị phản ứng mới với các hạt được tạo sắn trước. Và vì vật trong thiết bị UASB với các hạt được tạo sẵn trước đã giúp phần làm giảm thời gian bắt đầu từ tháng sang tuần. Việc tạo hạt cũng là 29 bài giải cho trường hợp thời gian khởi động của anammox. Trong thiết bị phản ứng kiểu tạo hạt mới đòi hỏi sinh khối phải thích nghi với những điều kiện mới. Sự thích nghi này sẽ dẫn đến hoặc sự thích nghi khí hậu của các cộng đồng vi khuẩn cùng tồn tại trong điều kiện mới hoặc sự thay đổi quan trọng trong cộng đồng vi sinh vật [20]. Các vi khuẩn anammox có tốc độ sinh trưởng chậm và hằng số sinh sản thấp. Hoạt tính của anammox bị ức chế khi tiếp xúc với oxi thậm chí ở mức độ ppm. Vì vậy mà rất khó để làm giàu nuôi dưỡng. Trước đây người ta đã cố gắng làm giàu các vi khuẩn anammox từ các dạng khác nhau của các quá trình bùn hoạt tính và đã thành công trong việc làm giàu hai dạng của vi khuẩn anammox với thời gian nuôi cấy dài. Nên để ứng dụng được anammox vào trong quá trình xử ly nước thải cần phải phát triển một thiết bị phản ứng mà thích hợp cho sự sinh trưởng và làm giàu vi khuẩn anammox. Dựa trên đặc điểm của anammox thiết bị phản ứng kiểu sinh trưởng gắn két và sinh trưởng dạng hạt đã được ứng dụng thành công trong việc phát triển và lưu giữ được nồng độ cao của các vi khuẩn yếm khí mà có tốc độ sinh trưởng chậm và số lượng sinh khối thấp. Trong quá trình UASB, các hạt được tạo thành bằng một cộng đồng gồm nhiều loại vi khuẩn khác nhau bao gồm vi khuẩn của quá trình axit và quá trình metan. Bùn dạng hạt có thể giữ lại một lượng lớn sinh khối hoạt động trong thiết bị phản ứng vì vậy mà cho phép tiến hành được ổn định trong những điều kiện dòng đưa vào lớn. Tuy nhiên cơ chế tạo hạt là rất phức tạp và không được biết một cách thỏa đáng [17]. Người ta cũng có thể tiến hành quá trình anammox bằng việc sử dụng hạt bùn của quá trình phân hủy mêtan làm vật liệu mang vi khuẩn anammox được lấy từ thiết bị xử lý nước thải của nhà máy bia. Trước khi bắt đầu các hạt bùn của quá tình metan được nuôi cấy dưới điều kiện môi trường không có oxi. Quá trình nuôi cấy được tiếp tục cho đến khi có sự tiêu thụ xa hơn các NOX được 30 quan sát thấy. Dòng ra từ thiết bị phản ứng không đan kết (nonwoven reactor) chứa anammox được đưa vào thiết bị phản ứng với dòng chảy đi lên để cho quá trình tạo hạt của sinh khối. Nước thải được cho vào thiết bị phản ứng sau khi loại bỏ oxi bằng cách thổi khí nitơ. Để tránh nồng độ nitrit cao gây ức chế anammox, dòng ra của thiết bị phản ứng được quay vòng để pha loãng đầu vào [26]. Có vài quá trình làm giàu anammox đã được thử nhưng trong phần lớn các thiết bị phản ứng được nuôi cây với bùn có hoạt tính oxi hóa yếm khí amoni hoặc với bùn yếm khí. Pynaert et al. đã chỉ ra hoạt tính oxi hóa amoni với một hỗn hợp bùn của quá trình metan và nitrat trong thiết bị đĩa quay sinh học. Jianlong và Jing đã tìm thấy hoạt tính của anammox trong thiết bị phản ứng tầng bùn dạng hạt với hạt được tạo từ bùn yếm khí. Dapena - mora et al. cũng đã sử dụng bùn sinh hoạt để tạo hạt cho thiết bị phản ứng anammox. Nhưng để có chiến lược về việc thay đổi thời gian khởi đầu của thiết bị phản ứng UASB cần phải có một sự rửa trôi chọn lọc các tế bào để giữ lại được sinh khối có hoạt tính đặc biệt và hoạt động trong thiết bị phản ứng [18]. Vi khuẩn anammox sinh trưởng và nhân đôi chậm nên không thể dùng công nghệ nuôi cấy làm giàu thông thường. Thí nghiệm với dòng liên tục tiếp trong một thiết bị phản ứng có vật mang sinh khối không đan kết với một vỏ polymer được thiết kế để tăng sự lưu giữ sinh khối vi sinh vật được sử dụng như một phương tiện cố định cho sự gắn kết của màng sinh học cũng đã đạt được những thành công [19]. Người ta còn tiến hành quá trình anammox trong thiết bị màng sinh học huyền phù vận chuyển nhờ khí (suspended biofilm gas-lift reactor). Ở đỉnh của thiết bị có một vùng lắng, ở bên cạnh của thiết bị phản ứng, một ống đồng tâm được đặt ở trong thiết bị phản ứng được sử dụng để tạo ra sự chuyển động hỗn loạn tạo ra một dòng vòng quanh của sinh khối và chất lỏng. Toàn bộ ống và hệ 31 thống kết nối được thiết kế để tránh sự khuếch tán của oxi vào môi trường lỏng [16]. * Ứng dụng quá trình anammox Công nghệ oxi hóa amoni kị khí (Anammox) là một công nghệ có tiềm năng và hiệu quả kinh tế cao hơn cho việc loại bỏ amoni có trong nước thải bãi chôn lấp. Nơi mà có chứa một hàm lượng cao amoni và các chất hữu cơ khó phân hủy. Để cho quá trình Anammox xảy ra hoàn toàn cần một bước nitrat bán phần trước để tạo thành tỉ lệ thích hợp giữa NO2-/NH4+. Người ta cũng đã ứng dụng quá trình anammox vào xử lý dòng thải của công nghiệp cá hộp. Dòng thải này có độ mặn tương tự như nước biển, hàm lượng chất hữu cơ, protein cao. Và quá trình phân hủy yếm khí dòng thải này đã loại được khoảng từ 70-90% và cũng dẫn đến tạo thành một lượng lớn amoni (5000mg/l) do sự phân hủy của protein. Và vì vậy làm cho dòng thải có một tỉ lệ C/N thấp. Điều này phù hợp cho dùng phương pháp anammox kết hợp với sharon để xử lý [29]. Nước thải chứa hàm lượng cao của amoni và ít chất hữu cơ như dòng ra của thiết bị phân hủy bùn cũng được sử lý bằng phương pháp này. Tuy nhiên các điều kiện về trao đổi chất nghiêm ngặt và tốc độ sinh trưởng cực chậm của vi khuẩn anammox đã hạn chế việc ứng dụng vào những thiết bị phản ứng qui mô lớn. Mặc dù vậy cũng đã có một vài thành công trong việc ứng dụng anammox vào nước thải công nghiệp thực tế [29]. 1.4. Xử lý nước thải bằng bãi lọc trồng cây ngập nước Bãi lọc trồng cây là những vùng đất trong đó có mức nước cao hơn hoặc ngang bằng so với mặt đất trong thời gian dài, đủ để duy trì tình trạng bão hòa của đất và sự phát triển của các vi sinh vật và thực vật sống trong môi trường đó. Các vùng đất ngập nước tự nhiên cũng có thể được sử dụng để làm sạch nước 32 thải, nhưng chúng có một số hạn chế trong quá trình vận hành do khó kiểm soát được chế độ thủy lực và có khả năng gây ảnh hưởng xấu bởi thành phần nước thải tới môi trường sống của động vật hoang dã và hệ sinh thái trong đó. Đất ngập nước nhân tạo hay bãi lọc trồng cây chính là công nghệ xử lý sinh thái mới, được xây dựng nhằm khắc phục những nhược điểm, trong khi vẫn bảo tồn được những ưu điểm của bãi đất ngập nước tự nhiên. Các nghiên cứu trên thế giới cho thấy, bãi lọc trồng cây hoạt động tốt hơn so với đất ngập nước tự nhiên cùng diện tích, nhờ đáy của bãi lọc trồng cây có độ dốc hợp lý và chế độ thủy lực được kiểm soát. Độ tin cậy trong hoạt động của bãi lọc trồng cây cũng được nâng cao do thực vật và những thành phần khác trong bãi lọc trồng cây có thể quản lý được như mong muốn. Chính vì vậy, bãi lọc trồng cây rất thích hợp cho việc xử lý nước thải tại các khu vực dân sinh, khu công nghiệp, các làng nghề nơi có quỹ đất rộng. Việc phát triển bãi lọc trồng cây cũng có ý nghĩa bù đắp và phục hồi các khu vực đất ngập nước bị mất đi do nhu cầu đô thị hóa và phát triển xây dựng. 1.4.1. Tình hình nghiên cứu trong nước và trên thế giới 1.4.1.1. Tình hình nghiên cứu trên thế giới Năm 1991, bãi lọc trồng cây dòng chảy ngầm xử lý nước thải sinh hoạt đầu tiên đã được xây dựng ở Na Uy. Ngày nay, tại những vùng nông thôn ở Na Uy và Đan Mạch, phương pháp này đã trở nên rất phổ biến để xử lý nước thải sinh hoạt. Mô hình quy mô nhỏ được áp dụng phổ biến là hệ thống bao gồm bể tự hoại, tiếp đó là bể lọc sinh học hiếu khí dòng chảy thẳng đứng và một bãi lọc ngầm trồng cây dòng chảy ngang. Bể lọc sinh học hiếu khí được thiết kế trước bãi lọc ngầm để giảm BOD, COD và thực hiện quá trình nitrat hóa trong điều kiện thời tiết lạnh. Các nghiên cứu khác tại Đức, Thái Lan, Cộng hòa Séc, Thụy Sỹ, Bồ Đào Nha, Trung Quốc, Thổ Nhĩ Kỳ, Hoa Kỳ cho thấy bên cạnh việc xử lý có hiệu quả các chất ô nhiễm hữu cơ và vô cơ, bãi lọc trồng cây còn có thể loại bỏ vi 33 sinh vật gây bệnh trong nước thải sinh hoạt và nước thải đô thị; xử lý phân bùn bể phốt và xử lý nước thải công nghiệp, nước rò rỉ bãi rác… Không những thế, thực vật từ bãi lọc trồng cây còn có thể được chế biến, sử dụng làm phân bón cho đất, làm bột giấy và là nguồn năng lượng thân thiện với môi trường. Tại Cộng Hòa Séc bãi lọc trồng cây được thiết kế lần đầu tiên vào năm 1989, đến năm 1999 đã có hơn 100 bãi lọc trồng cây đã được thiết kế, chủ yếu theo công nghệ dòng chảy ngang với các loài thực vật sử dụng là sậy và cỏ mèo. Các bãi lọc này chủ yếu được dùng để xử lý nước thải sinh hoạt, với hiệu suất xử lý chất hữu cơ tính theo BOD5 lên đến hơn 80%. Các nhà khoa học tại Trung tâm nghiên cứu môi trường tại Leipzig-Halle, CHLB Đức đã nghiên cứu một cách hệ thống công nghệ bãi lọc trồng cây để xử lý các chất ô nhiễm vô cơ, hữu cơ và khả năng khử trùng bằng công nghệ này. Một bãi lọc trồng cây áp dụng cho xử lý nước thải của khu dân cư thuộc ngoại ô Bayawan City, Philippines với 336 hộ dân và 3380 nhân khẩu được hoàn thành vào năm 2006, với sự trợ giúp của Trung tâm nghiên cứu môi trường Leizig-Halle, CHLB Đức. Diện tích tổng cộng của bãi lọc trồng cây là 2680m2, đáp ứng yêu cầu xử lý là 150m3 nước thải/ngày đêm. Loại thực vật được sử dụng trong bãi lọc là cỏ sậy. Khả năng tách loại chất hữu cơ tính theo BOD của hệ thống này đạt đến 97%. Các nghiên cứu thử nghiệm trên thế giới cho thấy, công nghệ bãi lọc trồng cây có thể áp dụng cho ngành công nghiệp chế biến thủy sản. Nhóm các nhà khoa học Thái Lan tại King Mongkut’s University hợp tác với các nhà khoa học của Tulane University, Hoa Kỳ, tiến hành khảo sát khả năng sử dụng bãi lọc trồng cây để xử lý nước thải nhà máy chế biến thủy sản tại Thái Lan. Với thời gian lưu thủy lực là 5 ngày hiệu suất tách loại đạt đến 91 – 99% đối với BOD, 52 - 90% đối với chất rắn lơ lửng, 72 – 92% đối với tổng nitơ, 72 – 77% đối với tổng photpho. Kết quả cũng cho thấy trong hàm lượng chất hữu cơ quá cao cần phải có quá trình pha loãng hoặc tiền xử lý. 34 1.4.1.2. Tình hình nghiên cứu trong nước Tại Việt Nam, phương pháp xử lý nước thải bằng các bãi lọc ngầm trồng cây đã và đang được một số trung tâm nghiên cứu và trường đại học áp dụng thử nghiệm, chủ yếu xử lý nước thải sinh hoạt và nước thải bệnh viện. Các đề tài nghiên cứu mới đây nhất về áp dụng phương pháp này tại Việt Nam như: “Xử lý nước thải sinh hoạt bằng bãi lọc ngầm trồng cây dòng chảy thẳng đứng trong điều kiện Việt Nam” của Trung tâm Kỹ thuật Môi trường đô thị và khu công nghiệp Trường Đại học Xây dựng Hà Nội hợp tác với Đại học Linkoeping Thụy Điển; “Xây dựng mô hình hệ thống đất ngập nước nhân tạo để xử lý nước thải sinh hoạt tại xã Minh Nông, Bến Gót, Việt Trì” của Đại học Quốc gia Hà Nội… đã cho thấy hoàn toàn có thể áp dụng phương pháp này trong điều kiện của Việt Nam. Đây là công nghệ xử lý nước thải trong điều kiện tự nhiên, thân thiện với môi trường, cho phép đạt hiệu suất cao, chi phí thấp và ổn định, đồng thời làm tăng giá trị đa dạng sinh học, cải tạo cảnh quan môi trường, hệ sinh thái của địa phương. Sinh khối thực vật và bùn phân hủy sau xử lý từ bãi lọc trồng cây còn có giá trị sử dụng. 1.4.2. Các ưu - nhược điểm chính của bãi lọc trồng cây 1.4.2.1. Ưu điểm • Bãi lọc trồng cây có kinh phí đầu tư xây dựng và chi phí vận hành thấp (không sử dụng nhiều thiết bị và năng lượng) • Quá trình xử lý nước thải là quá trình hoàn toàn tự nhiên (không sử dụng hóa chất) • Đơn giản trong xây dựng, hoàn toàn có thể sử dụng các vật liệu địa phương • Vận hành và bảo trì hoàn toàn đơn giản, • Hiệu quả xử lý tốt và quá trình hoạt động ổn định 1.4.2.2. Nhược điểm • Yêu cầu quỹ đất cho xử lý, bãi lọc trồng cây chỉ có hiệu quả kinh tế cao nếu quỹ đất sẵn có và không quá đắt. 35 • Vẫn chưa phát triển được hệ tiêu chuẩn để thiết kế bãi lọc trồng cây cho các loại nước thải khác nhau và các vùng khí hậu khác nhau. 1.4.3. Cấu tạo của bãi lọc trồng cây [29] Bãi lọc trồng cây thường bao gồm:  Bể chứa (basin)  Chất nền (cát, đá, sỏi)  Hệ thực vật  Lớp lót chống thấm  Hệ thống đầu vào nước thải  Hệ thống đầu ra. Hình 1.3: Các thành phần cơ bản của bãi lọc trồng cây 1.4.4. Các loại bãi lọc trồng cây xử lý nước thải Có thể phân loại bãi lọc trồng cây dựa vào dạng thức tồn tại của thực vật thủy sinh (trôi nổi tự do, ngập trong nước, nổi cố định trên bề mặt); dựa vào 36 hướng dòng chảy trong hệ thống (dòng chảy tự do bề mặt, dòng chảy ngầm); dựa vào kết cấu của toàn bộ hệ thống (dạng hệ thống hybrid, hệ thống một giai đoạn hay hệ thống đa giai đoạn); dựa vào dạng nước thải được xử lý… Trong đó, cách phân loại dựa trên hướng dòng chảy được sử dụng nhiều nhất và có thể chia thành 2 nhóm chính: bãi lọc trồng cây ngập nước (dòng chảy bề mặt) và bãi lọc ngầm trồng cây (dòng chảy dưới bề mặt). 1.4.4.1. Bãi lọc trồng cây ngập nước Hệ thống này có cấu tạo và hoạt động như một đầm lầy hay đất ngập nước tự nhiên. Dưới đáy của bãi lọc là một lớp đất sét tự nhiên hay nhân tạo hoặc rải một lớp vải nhựa chống thấm. Trên lớp chống thấm là đất hoặc vật liệu lọc phù hợp cho sự phát triển của thực vật có thân nhô lên mặt nước. Dòng nước thải chảy ngang trên bề mặt lớp vật liệu lọc. Hình dạng của bãi lọc này thường là kênh dài và hẹp, chiều sâu lớp nước nhỏ, vận tốc dòng chảy chậm và thân cây trồng nhô lên trong bãi lọc là những điều kiện cần thiết để tạo nên chế độ thủy lực kiểu dòng chảy đẩy. 1.4.4.2. Bãi lọc ngầm trồng cây [29] a. Bãi lọc ngầm trồng cây dòng chảy ngang (Horizontal flow HF) Trong hệ thống HF, nước thải từ hệ thống dẫn vào chảy từ từ ngầm bề mặt và theo dòng chảy ngang cho tới hệ thống ga thoát nước sau xử lý. Trong quá trình này nước thải sẽ tiếp xúc với các khu vực hiếu khí, thiếu khí và kị khí. Vùng hiếu khí là các khu vực xung quanh rễ và thân rễ bởi theo đó oxy sẽ được rò rỉ vào hệ thống. Trong quá trình nước thải chảy từ từ qua vùng rễ, nước thải sẽ được xử lý bằng các vi sinh vật cư trú tại đó. 37 Hình 1.4: Sơ đồ bãi lọc trồng cây dòng chảy ngang b. Bãi lọc ngầm trồng cây dòng chảy thẳng đứng (Vertical flow VF) Hệ thống VF thông thường được cấu tạo từ hệ thống cát và sỏi cả ở dưới đáy bể và trên mặt bể cùng hệ thực vật. Nước thải cần xử lý sẽ thẩm thấu từ phía trên xuống dưới và được tập trung vào hệ thống hố ga thoát nước đã xử lý. Hệ thống VF được cấp nước thải liên tục trên một diện tích bề mặt không nhỏ, nước thải thấm dần xuống dưới thâm nhập vào khu vực xử lý của bể và nước sau xử lý sẽ được thu gom vào hệ thống ga thoát nước. Không khí có thể thâm nhập vào hệ thống qua các ống thông khí và bởi chính đường thoát nước sau xử lý, chính sự cung cấp oxy liên tục này cùng với oxy được vận chuyển qua hệ thực vật sẽ đóng góp một lượng oxy lớn hơn so với hệ thống HF. 38 Hình 1.5: Sơ đồ bãi lọc trồng cây dòng chảy thẳng đứng 1.4.5. Cơ chế các quá trình xử lý trong bãi lọc trồng cây – vai trò của hệ thực vật trong bãi lọc [7] 1.4.5.1. Loại bỏ các chất hữu cơ có khả năng phân hủy sinh học Trong các bãi lọc, phân hủy sinh học đóng vai trò lớn nhất trong việc loại bỏ các chất hữu cơ dạng hòa tan hay dạng keo có khả năng phân hủy sinh học (BOD) có trong nước thải. BOD còn lại cùng các chất rắn lắng được sẽ bị loại bỏ nhờ quá trình lắng. Cả bãi lọc ngầm trồng cây và bãi lọc trồng cây ngập nước về cơ bản hoạt động như bể lọc sinh vật. Tuy nhiên, đối với bãi lọc trồng cây ngập nước, vai trò của các vi sinh vật lơ lửng dọc theo chiều sâu cột nước của bãi lọc đối với việc loại bỏ BOD trong các màng vi sinh vật bao bọc xung quanh lớp vật liệu lọc tương tự như trong bể lọc sinh học nhỏ giọt. Phân hủy sinh học xảy ra khi các chất hữu cơ hòa tan được mang vào lớp màng vi sinh bám trên phần thân ngập nước của thực vật, hệ thống rễ và những vùng vật liệu lọc xung quanh, nhờ quá trình khuếch tán. Vai trò của thực vật trong bãi lọc:  Cung cấp môi trường thích hợp cho vi sinh vật thực hiện quá trình phân hủy sinh học (hiếu khí) cư trú. 39  Vận chuyển oxy vào vùng rễ để cung cấp cho quá trình phân hủy sinh học hiếu khí trong lớp vật liệu và bộ rễ. 1.4.5.2. Loại bỏ các chất rắn Các chất rắn lắng được loại bỏ dễ dàng nhờ cơ chế lắng trọng lực, vì hệ thống bãi lọc trồng cây có thời gian lưu nước dài. Chất rắn không lắng được, chất keo có thể được loại bỏ thông qua các cơ chế lọc (nếu sử dụng cát lọc); lắng và phân hủy sinh học (do sự phát triển của vi khuẩn); hút bám, hấp phụ lên các chất rắn khác (thực vật, đất, cát, lớp sỏi nền…). Các cơ chế xử lý trong hệ thống này phụ thuộc rất nhiều vào kích thước và tính chất của các chất rắn có trong nước thải và các dạng vật liệu lọc được sử dụng. Trong mọi trường hợp, thực vật trong bãi lọc không đóng vai trò đáng kể trong việc loại bỏ các chất rắn. 1.4.5.3. Loại bỏ nitơ Nitơ được loại bỏ trong bãi lọc nhờ 3 cơ chế chế chủ yếu sau: Nitrat hóa /khử nitrat Sự bay hơi của ammoniac (NH3) Sự hấp thụ của thực vật. Trong các bãi lọc, sự chuyển hóa của nitơ xảy ra trong các tầng oxy hóa và khử của đất, bề mặt tiếp xúc giữa rễ và đất và phần ngập nước của thực vật có thân nhô lên mặt nước. Nitơ hữu cơ bị khoáng hóa thành NH4+ trong cả 2 lớp đất oxy hóa và khử. Lớp oxy hóa và phần ngập của thực vật là những nơi chủ yếu xảy ra quá trình nitrat hóa, tại đây NH4+chuyển hóa thành NO2- bởi vi khuẩn Nitrosomonas và cuối cùng thành NO3- bởi vi khuẩn Nitrobacter. Ở môi trường pH cao hơn, một số NH4+ chuyển sang dạng NH3 và bay hơi vào không khí. Nitrat trong vùng khử sẽ bị hụt đi nhờ quá trình khử nitrat, lọc hay do thực vật hấp thụ. Tuy nhiên nitrat lại được cấp vào từ vùng oxy hóa nhờ hiện tượng khuếch tán. Đối với lớp bề mặt chung giữa đất và rễ, oxy từ khí quyển khuếch tán vào 40 vùng rễ qua lá, thân, gốc, rễ của các cây trồng trong bãi lọc và tạo nên một lớp giàu oxy tương tự như lớp bề mặt chung giữa đất và nước. Quá trình nitrat hóa diễn ra ở vùng rễ hiếu khí, tại đây NH4+ bị oxy hóa thành NO3-. Phần NO3không bị cây trồng hấp thụ sẽ khuếch tán vào vùng thiếu khí, và bị khử thành N2 và NO2- do quá trình khử nitrat. Lượng amoni trong vùng rễ được bổ sung nhờ nguồn NH4+ từ vùng thiếu khí khuếch tán vào. 1.4.5.4. Loại bỏ photpho Cơ chế loại bỏ photpho trong bãi lọc gồm có sự hấp thụ của thực vật, các quá trình đồng hóa của vi khuẩn, sự hấp phụ lên đất, vật liệu lọc (chủ yếu là lên đất sét) và các chất hữu cơ, kết tủa và lắng cùng các ion Ca2+, Mg2+, Fe3+, và Mn2+. Khi thời gian lưu nước dài và đất sử dụng có cấu trúc mịn thì các quá trình loại bỏ photpho chủ yếu là sự hấp phụ và kết tủa, do điều kiện này tạo cơ hội tốt cho quá trình hấp phụ photpho và các phản ứng trong đất xảy ra. 1.4.5.5. Loại bỏ kim loại nặng Khi các kim loại nặng hòa tan trong nước thải chảy vào bãi lọc trồng cây, các cơ chế loại bỏ chúng gồm có: - Kết tủa và lắng ở dạng hiđroxit không tan trong vùng hiếu khí, ở dạng sulfit kim loại trong vùng kị khí của lớp vật liệu. - Hấp phụ lên các kết tủa hiđroxit sắt, mangan trong vùng hiếu khí. - Kết hợp lẫn với thực vật chết và đất. - Hấp thụ vào rễ, thân và lá của thực vật trong bãi lọc trồng cây. Các loại thực vật khác nhau có khả năng hấp thụ kim loại nặng rất khác nhau. Bên cạnh đó, thực vật đầm lầy cũng ảnh hưởng gián tiếp đến sự loại bỏ và tích trữ kim loại nặng khi chúng ảnh hưởng tới chế độ thủy lực, cơ chế hóa học của lớp trầm tích và hoạt động của vi sinh vật. Vật liệu lọc là nơi tích tụ chủ yếu kim loại nặng. Khi khả năng chứa các kim loại nặng của chúng đạt tới giới hạn thì cần nạo vét và xả bỏ để loại kim loại nặng ra khỏi bãi lọc. 1.4.5.6. Loại bỏ các hợp chất hữu cơ 41 Các hợp chất hữu cơ được loại bỏ trong các bãi lọc trồng cây chủ yếu nhờ cơ chế bay hơi, hấp phụ, phân hủy bởi các vi sinh vật (chủ yếu là vi khuẩn và nấm) và hấp thụ của thực vật. Quá trình phân hủy các chất bẩn hữu cơ chính nhờ các vi khuẩn hiếu khí và kị khí, nhưng quá trình hấp phụ các chất bẩn lên màng sinh vật phải xảy ra trước quá trình thích nghi và phân hủy sinh học. Các chất bẩn hữu cơ chính còn có thể được loại bỏ nhờ quá trình hấp phụ vật lý lên bề mặt các chất rắn lắng được và sau đó là quá trình lắng. Quá trình này thường xảy ra ở phần đầu của bãi lọc. 1.4.5.7. Loại bỏ vi khuẩn và virus Cơ chế loại bỏ vi khuẩn, vius trong các bãi lọc trồng cây về bản chất cũng giống như quá trình loại bỏ các vi sinh vật này trong hồ sinh học. Vi khuẩn và virus trong nước thải được loại bỏ nhờ:  Các quá trình vật lý như dính kết và lắng, lọc, hấp phụ  Bị tiêu diệt do điều kiện môi trường không thuận lợi trong một thời gian dài. 42 CHƢƠNG 2: ĐỐI TƢỢNG VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 2.1. Đối tƣợng nghiên cứu Nước thải công ty cổ phần xuất khẩu thủy sản Quảng Ninh - 2 (AQUAPEXCO) hoặc nước thải có thành phần tương đương. 2.2. Mục tiêu nghiên cứu - Nuôi cấy làm giàu vi khuẩn vi khuẩn anammox trong điều kiện gần với thực tế nhất. - Tìm hiếu khả năng xử lý nước thải thủy sản của bãi lọc trồng cây. - Ứng dụng vào xử lý nitrat, nitrit, amoni và photphat... - Xác định số lượng, chủng loại vi khuẩn oxi hoá amoni, khử nitrat, oxi hoá nitrit 2.3. Thiết kế Do nước thải là của một nhà máy thủy sản đặt tại khu vực nước lợ nên khi tiến hành thiết kế, chúng tôi đã chọn kiểu bãi lọc thẳng đứng trên có trồng 2 loại cây cói – cây có khả năng chịu mặn tốt: Cói chiếu (Cyperus tegetiformis Roxb.) được lấy từ cửa sông Nam Định Cói bàng (Lepỉonia articulata (Retz) Domin ) được lấy từ chính địa phương. Ngoài ra nước thải thủy sản còn có độ mặn lớn, hàm lượng các chất ô nhiễm cao do đó nước thải đã phải đưa qua hệ thống pilot thí nghiệm tiền xử lý. Hệ thống này làm giảm nồng độ của các chất gây ô nhiễm nhưng không sử lý được triệt để, do đó nước được tiếp tục đưa vào bãi lọc trồng cây để sử lý tiếp. Nước thải sau tiền sử lý có thể tích là 250 lit/ngày đêm. 43 Hình 2.1: Thiết bị tiền xử lý nƣớc thải Nước thải vào Nước ra có 4 mức 1,2,3,4 Mực nước mẫu thí nghiệm Cát vàng Sỏi nhỏ Sỏi to Nước ra sau xử lý Hình 2.2: Thiết kế thiết bị xử lý theo bãi lọc trồng cây 44 Hình 2.3: Thiết bị tự chế xử lý nƣớc thải thủy sản theo bãi lọc trồng cây Cây Nước vào Nước ra Hình 2.4: Sơ đồ trồng cây trong thiết bị xử lý nƣớc thải Bể hình khối chữ nhật có kích thước chiều dài 1,5 m, chiều rộng 0,75 m, chiều cao 1 m Tổng thể tích bể là 1.125 l = 1,125m3. 45 Xếp 3 lớp: lớp sát đáy sỏi to có kích thước d = 3cm có chiều dày 10cm lớp tiếp theo sỏi nhỏ có kích thước d = 1cm có chiều dày 10cm lớp trên cùng cát vàng có chiều dày 60cm Khả năng chứa nước của bể còn 200 – 250 lit Có 1 vòi dẫn nước thải vào và có 4 vòi dẫn nước ra để lấy mẫu thí nghiệm nước sau xử lý (các vòi này gắn vào các ống dẫn nước nằm sâu vào phía trong của bể cát) 2.4. Vận hành Nước thải sau tiền xử lý được đổ vào liên tục và chảy ra liên tục ở vòi sát đáy. Khi lấy mẫu thí nghiệm thì lấy đồng thời cùng một lúc ở cả 4 vòi. Theo dõi sự phát triển của cây cói : chiều cao của từng cây và đẻ nhánh. Cây được trồng 2 tháng trước cho bén rễ và ổn định, sau đó mới lấy các mẫu để phân tích các thông số. 2.5. Phƣơng pháp phân tích [5] 2.5.1. Xác định hàm lượng amoni bằng phương pháp so màu với thuốc thử Nessler 2.5.1.1. Nguyên tắc Amoni trong môi trường kiềm phản ứng với thuốc thử Nessler (K2HgI4) tạo phức có màu vàng hay nâu sẫm phụ thuộc vào hàm lượng Amoni có trong nước. NH4++ OH- ® NH3 + H2O 2K2HgI4 + NH3 + KOH → NH2Hg2I3 + 5KI + H2O (25) Các ion sắt, canxi, magiê,... trong nước gây cản trở phản ứng nên cần phải loại bỏ bằng dung dịch Xecnhet hay dung dịch Complexon III. Nước đục được xử lý bằng dung dịch ZnSO4 5%. Clo dư trong nước được loại trừ bằng dung dịch natrithiosunfat 5%. 46 Màu tạo ra do thuốc thử Nessler được định lượng gián tiếp bằng máy đo màu ở bước sóng 420 nm. 2.5.1.2. Tiến hành phân tích Pha loãng mẫu bằng nước cất sao cho nồng độ mẫu nằm trong khoảng đường chuẩn. Lấy 5 ml mẫu cho vào ống nghiệm khô, thêm 0.2 ml Xecnhet và 0.3 ml Nessler, lắc đều, để yên 10 phút cho màu ổn định và đo quang ở bước sóng 420 nm. Tính toán nồng độ amoni trong mẫu theo phương trình đường chuẩn. Nồng độ amoni (g/ml) y = 0,1218x+0,031 R2 = 0,9924 12 10 8 6 4 2 0 0 0.155 0.264 0.391 0.528 0.636 0.799 0.944 1.037 1.105 1.18 ABS Đường chuẩn amoni Hình 2.5: Phƣơng trình đƣờng chuẩn của amoni 2.5.2. Xác định hàm lượng nitrit (NO2-) trong nước bằng phương pháp so màu với thuốc thử Griss 2.5.2.1. Nguyên tắc Trong môi trường axit axetic, ion nitrit phản ứng với axit sunfanilic và αnaphtylamin tạo thành hợp chất có màu đỏ. C6H4(NH2)SO2 – OH + HNO2 → C6H4(N=NOH)SO2 – OH C6H4(N=NOH)SO2– OH +C10H7NH2→C6H4(N=N–C10H6NH2)SO2–OH 47 Cường độ màu tỷ lệ với hàm lượng nitrit trong nước. Đem đo quang trên máy ở bước sóng 520 nm, từ mật độ quang thu được và dựa vào phương trình đường chuẩn ta rút ra được hàm lượng nitrit tương ứng. Ion NO3- không gây ảnh hưởng gì cho việc xác định. 2.5.2.2. Tiến hành phân tích Lấy 5 ml mẫu nước cho vào ống nghiệm khô, thêm 1ml axit sunfanilic và 1ml a-naphtylamin. Lắc đều, để yên 20 phút rồi đem đo mật độ quang ở bước sóng 520 nm. Tính toán nồng độ nitrit trong mẫu theo phương trình đường chuẩn. Đường chuẩn nitrit Nồng độ (mg/l) 1.2 1 0.8 0.6 0.4 0.2 0 0.032 0.093 0.151 0.211 0.279 0.35 0.398 0.462 0.523 0.579 0.637 ABS Đường chuẩn Hình 2.6: Phƣơng trình đƣờng chuẩn của nitrit 2.5.3. Xác định nitrat (NO3-) trong nước bằng phương pháp so màu với thuốc thử phenolđisunfonic 2.5.3.1. Nguyên tắc Ion nitrat tác dụng với phenoldisunfonic tạo thành axit nitrophenolđisunfonic. Axit này khi phản ứng với ammoniac tạo phức màu vàng. Cường độ màu tỉ lệ với hàm lượng nitrat trong dung dịch. Có thể đo độ hấp thụ quang trên 48 máy đo màu ở bước sóng 410 nm. Hàm lượng nitrat tối đa phát hiện được theo phương trình này là 10 mg/1. 2.5.3.2. Tiến hành phân tích Lấy 5 ml mẫu cho vào cốc, đun cạn. Thêm 0.5 ml axit phenoldisunfonic, 5ml NH3 đặc, lắc đều. Thêm khoảng 10 ml nước cất, lắc đều. Chuyển tất cả vào bình định mức 25 ml, thêm nước cất đến vạch mức. Để yên 10 phút, đo độ hấp thụ quang ở bước sóng 410 nm. Tính toán nồng độ nitrat trong mẫu theo phương trình đường chuẩn. Hình 2.7: Phƣơng trình đƣờng chuẩn của nitrat 2.5.4. Xác định hàm lượng photpho bằng phương pháp đo quang với thuốc thử Amonimolipdat – vanadat 2.5.4.1. Nguyên tắc Trong môi trường axit, amonimolipdat phản ứng với dung dịch octophotphat tạo thành axit tạp (Axit molipdophotphoric). Với sự có mặt của vanadat axit vanadomolipdophotphoric màu vàng được hình thành. Cường độ màu thể hiện nồng độ phốt phát trong dung dịch. Nồng độ tối thiểu có thể phát hiện được là 10-4 g/L. 49 Yếu tố ảnh hưởng gây ra bởi sự có mặt của silicdioxyt (SiO2) và muối Asenat khi mẫu bị đun nóng. Ảnh hưởng của các yếu tố âm là do sự có mặt của các ion: AsO3-, F-, Br2+, SO32-, S2O82-,… hoặc lượng vượt quá của molipdat. Màu xanh của dung dịch có thể được tạo thành là do sự có mặt của sắt nhưng không ảnh hưởng tới phép phân tích. Các ion không làm ảnh hưởng đến phép phân tích khi nồng độ vượt quá 100(mg/L) gồm: Al3+, Fe2+, Mg2+, Ca2+, Ba2+, Sr2+, Na+, K+, các muối nitrat, nitrit, sunfat, tetraborat,… 2.5.4.2. Tiến hành phân tích Lấy 17,5 mL mẫu vào bình định mức 25 mL. Thêm tiếp 5 mL dung dịch thuốc thử molipdat – vanadat và định mức tới vạch mức. Lắc đều rồi để yên trong 10 phút rồi đo độ hấp thụ quang ở bước sóng 470 nm. Tính toán nồng độ Độ hấp thụ quang ABS photphat trong mẫu theo phương trình đường chuẩn. y = 0.0271x + 0.0043 R² = 0.9991 Nồng độ (mg/L) Hình 2.8: Phƣơng trình đƣờng chuẩn photphat 2.5.5. Phương pháp xác định COD bằng kalibicromat 2.5.5.1. Nguyên tắc Dùng dung dịch K2Cr2O7 là chất oxy hóa mạnh để oxy hóa các hợp chất hữu cơ trong môi trường axit H2SO4 đặc và dùng tinh thể Ag2SO4 làm xúc tác cho phản ứng xảy ra hoàn toàn theo phương trình: 50 Chất hữu cơ + K2Cr2O7 + 2H+ → CO2 + H2O + 2Cr3+ 2K+ Lượng K2Cr2O7 dư được chuẩn độ lại bằng dung dịch muối Mohr [Fe(NH4)2(SO4)2] với chỉ thị Feroin. Cl- thường xuyên có mặt trong nước gây ra sai số cho kết quả phân tích: Cr2O72- + 6 Cl- + 14H+ → 3Cl2 +2Cr3+ + 7H2O Dùng dung dịch Hg2SO4 để loại bỏ ảnh hưởng của Cl- trong quá trình phân tích. 2.5.5.2. Cách tiến hành Lấy Vm = 5 mL mẫu cần phân tích cho vào bình cầu, thêm V1 = 5 mL hỗn hợp dung dịch K2Cr2O7 0,25N và HgSO4, thêm tiếp 10ml hỗn hợp dung dịch Ag2SO4 trong H2SO4 đặc với hàm lượng Ag2SO4 là 11 gam/lít dung dịch H2SO4 đặc, thêm 2 – 3 viên đá bọt, lắc đều. Lắp bình cầu vào sinh hàn hồi lưu. Đun hồi lưu trong 2 giờ, để nguội đến nhiệt độ phòng rồi chuyển toàn bộ dung dịch trong bình cầu sang bình nón, tráng bình cầu 2 – 3 lần bằng nước cất. Thêm 1 – 2 giọt chỉ thị Feroin, lắc đều. Chuẩn độ K2Cr2O7 dư bằng dung dịch muối Mohr 0,1N cho đến khi dung dịch chuyển từ màu xanh sang màu nâu đỏ thì kết thúc phép chuẩn độ. Chỉ số COD được xác định theo công thức: COD = Trong đó: V1 .N1  Vmorh N 2  Vm  8  1000 Vm: Thể tích mẫu đem phân tích (mL). V1: Thể tích dung dịch K2Cr2O7 (mL) Vmohr: Thể tích muối Mohr để chuẩn lượng K2Cr2O7 dư (mL). N1: Nồng độ đương lượng của K2Cr2O7 (N) N2: Nồng độ đương lượng của muối Morh (N). 8: Đương lượng gam của oxy 1000: Hệ số chuyển đổi thể tích từ lít sang mL 51 2.5.6. Phân tích vi sinh vật (VSV) 2.5.6.1. Lấy mẫu phân tích VSV M1 Mực nước M4  M2 40 cm  M3 Cát vàng Sỏi nhỏ Sỏi to Hình 2.9: Các mẫu lấy để phân tích vi sinh vật - Mẫu đất được lấy bằng ống khoan đường kính 5 cm để các tầng mẫu không bị xáo trộn. - Mẫu ở bề mặt tầng đáy (M1), điểm giữa (M2) và điểm cuối (M3) theo độ sâu được lựa chọn để phân tích VSV. Ngoài ra mẫu M4 được thu trong vùng rễ. 2.5.6.2. Chỉ tiêu VSV cần phân tích (phương pháp MPN) Nuôi vi khuẩn trên môi trường đặc hiệu, theo dõi trong thời gian 2 tuần. a. Vi khuẩn oxy hóa amoni (AOB) - Đếm trong môi trường khoáng 5 mM NH4+ - Thử bằng phương pháp Gries (phát hiện NO2) b. Vi khuẩn oxy hóa nitrit (NOB) - Đếm trong môi trường khoáng 5 mM NO2 - Thử bằng phương pháp diphenylamine (phát hiện NO3) c. Vi khuẩn khử nitrat (NRB) - Đếm trong môi trường có acetate (10 mM) và NO3 (5 mM) - Phát hiện bằng bọt khí tạo ra trong bình nuôi (do N2 tạo ra) 2.5.7. Các phương pháp sinh học phân tử - Tách DNA tổng số trực tiếp từ các ống MPN theo phương pháp của Zhou [35] 52 - Điện di kiểm tra sản phẩm DNA: gel agarose 1% trong đệm TAE tại 100V trong thời gian 15 phút. Gel agarose được nhuộm trong dung dịch Ethidium bromide (5 mg/ml) trong 10 phút và quan sát dưới tia UV - PCR-DGGE gen 16S rDNA [19] - Cắt băng, thôi gel và giải trình từ theo phương pháp của Muyzer và cs mô tả [19] 53 CHƢƠNG 3: KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 3.1. Kết quả tiền xử lý Nước thải thủy sản là loại nước thải có hàm lượng protêin lớn. Mặt khác lại chứa một lượng cao muối ăn. Do các yếu tố này mà trước khi được đưa vào bãi lọc trồng cây ngập nước, nước thải đã được xử lý bằng các biện pháp hiếu khí. Sau khi sử lý hiếu khí, nước thải thủy sản đưa vào bãi lọc có các thông số sau: Bảng 3.1: Thông số đầu vào bãi lọc Chỉ tiêu Mức đưa vào pH 6–8 COD 300 – 400 NH4+ 30 – 40 NO2- 20 – 30 NO3- 5 – 10 PO43- 5 – 10 3.2. Kết quả phân tích các tháng Lấy mẫu của các tầng. Đem xác định nồng độ các chất và COD ta có kết quả sau: 54 Bảng 3.2: Kết quả theo dõi thí nghiệm wetland tháng 6 - 2011 Tầng COD NH4+ NO2- NO3- PO43- 1 318 19.15 5.89 5 8.03 Ngày 2 182 13.69 3.93 4.05 5.35 25/6/2011 3 136 12.86 1.51 4.51 3.12 4 91 2.03 0.14 0.28 1.06 1 345 25.64 20.27 23.77 0.27 Ngày 2 216 10.47 11.90 36.76 0 26/6/2011 3 172 7.60 4.10 3.20 0 4 129 2.14 0.78 0.25 0 1 362 30.97 7.01 7.04 5.52 Ngày 2 329 25.52 1.65 5.63 3.51 29/6/2011 3 230 13.36 1.97 1.76 4.05 4 99 3.93 0.23 0.35 0.95 1 342 25.25 11.06 11.94 4.61 2 242 16.56 5.83 15.48 2.95 3 179 11.27 2.53 3.16 2.39 4 106 2.70 0.38 0.29 0.67 Thời gian Trung bình Từ kết quả trên ta có hình vẽ sau: 55 400 350 300 250 200 150 100 50 0 1 2 3 4 "Sự thay đổi COD của 4 tầng Hình 3.1: Sự thay đổi COD (mg/l) theo 4 tầng trong tháng 6 30 25 20 15 10 5 0 1 2 3 Sự thay đổi nồng độ amoni 4 Sự thay đổi nồng độ nitrit Sựt hay đổi nồng độ nitrat Hình 3.2: Sự thay đổi nồng độ amoni, nitrit, nitrat (mg/l) theo 4 tầng trong tháng 6 56 5 4.5 4 3.5 3 2.5 2 1.5 1 0.5 0 1 2 3 4 Sự thay đổi nồng độ photphat của 4 tầng Hình 3.3: Sự thay đổi nồng độ photphat (mg/l) theo 4 tầng trong tháng 6 57 Bảng 3.3: Kết quả theo dõi thí nghiệm wetland tháng 7 - 2011 Thời gian Ngày 6/7/2011 Ngày 9/7/2011 Ngày 14/7/2011 Ngày 18/7/2011 Ngày 27/7/2011 Ngày 30/7/2011 Trung bình Tầng COD NH4+ NO2- NO3- PO43- 1 198 13.46 15.30 7.54 7.69 2 159 7.05 4.14 10.67 4.66 3 119 4.65 3.63 6.76 2.59 4 79 1.35 0.39 0.42 1.09 1 352 15.36 1.40 1.77 1.70 2 234 10.85 0.40 2.01 1.16 3 156 7.50 0.02 2.96 0.04 4 117 2.00 0.27 1.13 0.72 1 161 17.27 6.6 2.29 9.84 2 121 12.90 2.57 1.76 6.88 3 81 7.76 1.45 1.83 6.74 4 40 0.92 0.21 0 1.98 1 169 12.79 4.94 6.62 6.64 2 169 4.65 4.23 3.73 4.83 3 127 8.11 0.78 2.04 4.77 4 85 0.53 1.36 0.35 1.09 1 240 13.22 17.45 3.42 1.06 2 192 9.45 2.03 2.15 0.24 3 144 6.34 0.68 2.11 0.07 4 96 5.91 0.14 1.55 0.04 1 465 27.17 2.69 1.69 1.91 2 349 13.73 0.79 2.04 1.02 3 203 12.90 0.21 10.35 0.38 4 145 11.76 0.20 0.95 1.06 1 264 16.55 8.06 3.89 4.82 2 204 9.77 2.36 3.73 3.13 3 138 7.88 1.13 4.34 2.43 4 93 3.75 0.43 0.73 0.99 58 Từ kết quả trên ta có hình vẽ sau: 300 250 200 150 100 50 0 1 2 3 4 Sự thay đổi COD của 4 tầng Hình 3.4: Sự thay đổi COD (mg/l) theo 4 tầng trong tháng 7 18 16 14 12 10 8 6 4 2 0 1 2 3 Sự thay đổi nồng độ amoni 4 Sự thay đổi nồng độ nitrit Sựt hay đổi nồng độ nitrat Hình 3.5: Sự thay đổi nồng độ amoni, nitrit, nitrat (mg/l) theo 4 tầng trong tháng 7 59 6 5 4 3 2 1 0 1 2 3 4 Sự thay đổi nồng độ photphat của 4 tầng Hình 3.6: Sự thay đổi nồng độ photphat (mg/l) theo 4 tầng trong tháng 7 60 Bảng 3.4: Kết quả theo dõi thí nghiệm wetland tháng 8 - 2011 Thời gian Ngày 2/8/2011 Ngày 7/8/2011 Ngày 17/8/2011 Ngày 22/8/2011 Ngày 27/8/2011 Ngày 29/8/2011 Trung bình Tầng COD NH4+ NO2- NO3- PO43- 1 302 12.63 5.68 13.77 4.09 2 129.31 9.60 3.32 11.20 2.66 3 86.207 3.43 1.53 8.80 0.35 4 86.207 0.72 0.44 0.99 0 1 267.86 31.65 15.05 1.16 5.79 2 178.57 19.94 3.19 1.97 0.41 3 133.93 12.16 1.05 1.76 0.44 4 133.93 11.02 0.48 0.67 3.03 1 357.14 46.92 2.63 2.08 0.91 2 178.57 36.31 0.30 6.69 2.57 3 178.57 31.98 0.08 2.54 1.65 4 107.14 21.77 0.15 2.11 0.91 1 357.14 38.78 3.16 0.39 2.13 2 178.57 17.96 1.65 0.35 1.28 3 107.14 15.01 2.74 0.49 1.28 4 71.429 9.90 1.99 0.25 0.87 1 197.37 27.72 16.87 6.09 4.26 2 131.58 18.68 19.69 14.37 0.10 3 98.684 14.95 21.10 3.98 0 4 98.684 12.16 0.79 2.15 1.23 1 201.61 14.40 22.74 6.94 1.3 2 161.29 10.78 10.84 9.05 0.38 3 120.97 9.92 4.56 1.65 0.27 4 80.645 2.14 1.57 1.30 0.24 1 281 28.68 11.02 5.07 3.08 2 160 18.88 6.50 7.27 1.23 3 121 14.58 5.18 3.20 0.67 4 96 9.62 0.90 1.25 1.05 61 300 250 200 150 100 50 0 1 2 3 4 Sự thay đổi COD của 4 tầng Hình 3.7: Sự thay đổi COD (mg/l) theo 4 tầng trong tháng 8 35 30 25 20 15 10 5 0 1 2 3 Sự thay đổi nồng độ amoni 4 Sự thay đổi nồng độ nitrit Sự thay đổi nồng độ nitrat Hình 3.8: Sự thay đổi nồng độ amoni, nitrit, nitrat (mg/l) theo 4 tầng trong tháng 8 62 3.5 3 2.5 2 1.5 1 0.5 0 1 2 3 4 Sự thay đổi nồng độ photphat của 4 tầng Hình 3.9: Sự thay đổi nồng độ photphat (mg/l) theo 4 tầng trong tháng 8 63 Bảng 3.5: Kết quả theo dõi thí nghiệm wetland tháng 9 - 2011 Thời gian Ngày 7/9/2011 Ngày 9/9/2011 Ngày 12/9/2011 Ngày 14/9/2011 Ngày 19/9/2011 Ngày 24/9/2011 Trung bình Tầng COD NH4+ NO2- NO3- PO43- 1 312.5 22.10 20.32 3.77 1.98 2 133.93 10.47 6.34 3.36 1.06 3 133.93 7.60 3.08 2.04 0.41 4 89.286 2.14 1.13 1.08 0.44 1 227.27 14.67 4.10 5.99 2.11 2 181.82 11.49 5.43 0.70 3.44 3 90.909 2.41 6.51 8.10 3.54 4 45.455 2.37 0.21 3.17 1.38 1 183.82 12.20 6.67 4.72 1.88 2 147.06 8.27 3.11 3.91 0.69 3 73.529 3.83 1.29 4.61 0.08 4 73.529 0.96 0.05 0.39 0.04 1 357.14 16.48 6.71 3.56 3.41 2 267.86 12.12 4.216 2.08 0 3 178.57 7.60 4.63 1.83 0.89 4 133.93 1.27 0.91 0 0 1 267.86 20.09 4.10 0.46 2.11 2 178.57 11.02 5.43 0.99 3.44 3 133.93 10.98 6.51 0.74 3.54 4 44.643 8.74 0.21 0.25 0 1 338.98 17.93 37.19 1.16 5.79 2 254.24 7.44 15.05 1.97 0.41 3 127.12 2.57 0.10 1.76 0.44 4 84.746 0.80 0.48 0.67 3.03 1 281 17.25 13.18 3.28 2.88 2 194 10.14 6.60 2.17 1.51 3 123 5.83 3.69 3.18 1.48 4 78 2.71 0.49 0.93 0.82 64 300 250 200 150 100 50 0 1 2 3 4 Sự thay đổi COD của 4 tầng Hình 3.10: Sự thay đổi COD (mg/l) theo 4 tầng trong tháng 9 20 18 16 14 12 10 8 6 4 2 0 1 2 3 Sự thay đổi nồng độ amoni 4 Sự thay đổi nồng độ nitrit Sự thay đổi nồng độ nitrat Hình 3.11: Sự thay đổi nồng độ amoni, nitrit, nitrat (mg/l) theo 4 tầng trong tháng 9 65 3.5 3 2.5 2 1.5 1 0.5 0 1 2 3 4 Sự thay đổi nồng độ photphat của 4 tầng Hình 3.12: Sự thay đổi nồng độ photphat (mg/l) theo 4 tầng trong tháng 9 3.3. Tính toán các kết quả thu đƣợc và bình luận 3.3.1. Kết quả phân tích COD Từ kết quả phân tích của các tháng, giá trị trung bình COD được biễu diễn theo bảng sau: Bảng 3.6: Giá trị trung bình COD (mg/l) của các tháng Tầng COD 1 292 2 200 3 140.25 4 93.25 66 350 300 250 200 150 100 50 0 1 2 3 4 Biểu diễn COD của 4 tầng Hình 3.13: Sự thay đổi COD trung bình (mg/l) theo 4 tầng Bảng 3.7: Hiệu suất xử lý COD qua các tháng, ở các mức khác nhau Các mức 6 – 2011 7 – 2011 9 – 2011 8 – 2011 Trung bình Từ 1 đến 2 29,23 % 22,72 % 30,96 % 43,06 % 31,51% Từ 2 đến 3 26,03 % 32,35 % 36,59 % 24,37 % 29,83 % Từ 3 đến 4 40,78 % 32,60 % 36,58 % 20,66 % 32,65 % Từ 1 đến 3 47,66 % 47,72 % 56,93 % 56,22 % 52,13 % COD của toàn hệ thống nói chung giảm trên 60% còn tại các tầng đều giảm gần như nhau, đạt trên dưới 30% . Tuy nhiên nguyên nhân của sự giảm COD chủ yếu vẫn là do vi sinh vật hiếu khí và yếm khí đảm nhiệm. Phần trên thiên về các vi sinh vật hiếu khí, phần giữa thiên về các vi sinh vật tùy tiện và phần dưới cùng thiên về các vi sinh vật yếm khí. Tuy nhiên còn phải xét thêm khả năng ăn sâu của rễ cây cũng như những loại cây mà rễ có thể vận chuyển 67 được oxy cho rễ. Nếu tinh từ mức 1 đến mức 3 thì COD giảm đựợc trên 50%. Vì vậy sự giảm COD sẽ phụ thuộc và chiều cao của bãi lọc. Sự hoạt động của vi sinh vật hiếu khí sinh ra nhiều CO2 lại càng có lợi cho quá trình quang hợp của thực vật có trong bãi lọc. 3.3.2. Kết quả phân tích amoni Từ kết quả phân tích của các tháng, giá trị trung bình amoni được biễu diễn theo bảng sau: Bảng 3.8: Giá trị trung bình amoni (mg/l) của các tháng Tầng NH4+ 1 21.93 2 13.84 3 9.89 4 4.70 25 20 15 10 5 0 1 2 3 4 Sự thay đổi nồng độ amoni Hình 3.14: Sự thay đổi nồng độ amoni trung bình (mg/l) theo 4 tầng 68 Bảng 3.9: Hiệu suất xử lý amoni qua các tháng, ở các mức khác nhau 6 – 2011 7 – 2011 8 – 2011 9 – 2011 Trung bình Từ 1 đến 2 34,41 % 40,97 % 34,17 % 41,22 % 37,70% Từ 2 đến 3 31,94 % 19,34 % 22,78 % 42,50 % 29,14 % Từ 3 đến 4 76,04% 52,41 % 34,02 % 53,52 % 62,16 % Từ 1 đến 4 89,31 % 77,34 % 66,46% 84,30 % 79,35 % Các mức Nitơ ở dạng amoni là dạng cây xanh có thể hấp thụ được. Do đó có thể thấy hiệu suất xử lý amoni đạt rất cao (khoảng 80%). Hiệu suất cao nhất ở đây xảy ra ở tầng 3 sang 4. Tại đây có thể đã xảy ra quá trình anammox, khi đó amoni trực tiếp chuyển hóa cùng nitrit tạo thành nitơ. Tiếp đó hiệu suất của tầng 1 và 2 cũng đạt cao. Điều đó có thể lý giải là do hệ thực vật có trong bãi lọc đã hấp thụ amoni để phát triển. Cây cho sinh khối càng lớn, khả năng hấp thụ càng mạnh. 3.3.3. Kết quả phân tích nitrit Bảng 3.10: Giá trị trung bình nitrit (mg/l) của các tháng Tầng NO2- 1 10.83 2 5.32 3 3.13 4 0.55 69 12 10 8 6 4 2 0 1 2 3 4 Sự thay đổi nồng độ nitrit Hình 3.15: Sự thay đổi nồng độ nitrit trung bình (mg/l) theo 4 tầng Bảng 3.11: Hiệu suất xử lý nitrit qua các tháng, ở các mức khác nhau 6 – 2011 7 – 2011 8 – 2011 9 – 2011 Trung bình Từ 1 đến 2 47,28 % 70,71 % 41,01 % 49,92 % 52.53% Từ 2 đến 3 56,60 % 52,11 % 20,30 % 44,09 % 43,27% Từ 3 đến 4 84,98 % 61,94 % 82,62 % 86,72 % 79,06% Các mức Nitrit là sản phẩm của quá trình xử lý hiếu khí khi lượng oxy được cung cấp không đủ cho nhu. Điều này dễ xảy ra vì trong xử lý sinh học bằng phương pháp hiếu khí cần rất nhiều năng lượng cho quá trình cấp khí nhưng khả năng tài chính lại rất hạn chế. Nitrit không có lợi cho sự phát triển của thực vật, thậm chí còn có hại song ở đây nitrit lại giảm khá mạnh, đạt trên 90%. Có thể có 2 nguyên nhân: một là do lượng oxy được vận chuyển theo đường rễ cây đã oxy hóa tiếp lên NO3- là chất mà cây hấp thụ được, hai là vi sinh vật yếm khí anammox có khả năng chuyển 50% NH4+ và 50% NO2- tạo thành khí nitơ thoát ra khỏi bãi lọc cùng với các khí khác là sản phẩm của các quá trình chuyển hóa 70 các chất nói chung. Nitrit trong nước ở tầng trên được tiếp xúc nhiều với không khí, oxy có phần dư hơn, nên chủ yếu nitrit giảm do được oxy hóa thành nitrat. Ở giữa tầng 2 và 3 tuy phần trên còn hiếu khí tùy tiện song chủ yếu vẫn là yếm khí nên nitrit giảm phải được xem là có sự phát triển của vi khuẩn Anammox. Ở tầng cuối cùng chỉ có thể xem là sự xuất hiện vi khuẩn Anammox là chính nên hiệu quả sẽ cao hơn tất cả, hơn nữa ở đây rễ cây vẫn chưa ăn sâu xuống được. 3.3.4. Kết quả phân tích nitrat Bảng 3.12: Giá trị trung bình nitrat (mg/l) của các tháng Tầng NO3- 1 6.05 2 7.16 3 3.47 4 0.80 8 7 6 5 4 3 2 1 0 1 2 3 Sựt hay đổi nồng độ nitrat 4 Hình 3.16: Sự thay đổi nồng độ nitrat trung bình (mg/l) theo 4 tầng 71 Bảng 3.13: Hiệu suất xử lý nitrat qua các tháng, ở các mức khác nhau Các mức 6 – 2011 7 – 2011 8 – 2011 9 – 2011 Từ 1 đến 2 - 4,11 % - 33,84% Từ 2 đến 3 79,59% - 55,98% - Từ 3 đến 4 90,82 % 83,18 % 60,94 % 70,75 Nitrat là ion mà sinh vật trong bãi lọc có thể hấp thụ. Đây là một trong những ion cung cấp đạm cho sự phát triển của cây. Nếu chỉ có quá trình hấp thụ thì nồng độ nitrat phải giảm giữa các tầng. Tuy nhiên ở đây lại có sự tăng nồng độ nitrat giữa tầng 1 và 2 hoặc giữa tầng 2 và 3. Như vậy trong bãi lọc nhất định đã có quá trình nitrat hóa với sự có mặt của vi sinh vật. Để nồng độ nitrat tăng thì quá trình tạo thành nitrat do vi sinh vật lớn hơn nồng độ do cây hấp thụ. Tóm lại, hiệu suất xử lý nitrat của bãi lọc cũng lên đến trên 70%. 3.3.5. Kết quả phân tích photphat Bảng 3.14: Giá trị trung bình photphat của các tháng Tầng PO43- 1 3.85 2 2.21 3 1.74 4 0.88 72 4.5 4 3.5 3 2.5 2 1.5 1 0.5 0 1 2 3 4 Sự thay đổi nồng độ photphat Hình 3.17: Sự thay đổi nồng độ photphat trung bình (mg/l) theo 4 tầng Bảng 3.15: Hiệu suất xử lý photphat qua các tháng, ở các mức khác nhau Các mức 6 – 2011 7 – 2011 8 – 2011 9 – 2011 Trung bình Từ 1 đến 2 36,00 % 35,06 % 60,06 % 53,10 % 46,05 % Từ 2 đến 3 18,98 % 22,36 % 45,52 % 1,98 % 22,21 % Từ 3 đến 4 71,96 % 59,25 % -% 44,59 % 43,95 % Từ 1 đến 4 85,46 % 79,46 % 65,90 % 71,52 % 75,58 % Phốt pho ở tầng trên cùng được rễ cây và vi sinh vật hấp thu mạnh nên giảm rõ rệt, đạt trên 45%. Ở tầng tiếp theo do rễ cây chưa ăn sâu nên chỉ có vi sinh vật sử dụng, do vậy sự giảm PO43- kém hẳn, chỉ đạt hơn 20%. Ở tầng cuối cùng thực tế là phốt pho còn rất ít nên tính phần trăm thì cao nhưng về trị số tuyệt đối là rất thấp vì qua các tầng ở trên PO43- đã giảm rất nhiều tới 75%. 73 Bảng 3.16: Phần trăm giảm của COD, NH4+, NO2-, NO3- và PO43- qua các tháng (tính theo giá trị trung bình) Tiêu chí % giảm Trung bình Tháng COD NH4+ NO2- NO3- PO43- 6 69,00 83,30 96,56 97,57 85,46 7 64,77 77,34 94,66 81,23 79,46 8 65,83 66,45 91,38 75,34 65,90 9 72,24 84,28 96,28 71,64 79,52 4 tháng 67,96 76,84 94,72 81,44 77,58 3.4. Phân tích vi sinh vật 3.4.1. Phân tích thành phần loài vi khuẩn trong các mẫu bằng DGGE Bảng 3.17: Các ống MPN đƣợc lựa chọn để phân tích DGGE TT Ống MPN lựa chọn để phân tích Nhóm vi khuẩn 1 AOB M1  105 ; M3 102 2 NOB M1  107 ; M3 106 3 NRB M1  107 ; M3 106 Dịch nuôi vi khuẩn trong các ống MPN lựa chọn được sử dụng để tách DNA tổng số, nhân đoạn gen 16S rDNA (550 bp), kết quả trình bày ở Hình 3.18 M 1 2 3 4 5 6 N Hình 3.18: PCR nhân đoạn gen 16S rDNA (550 bp) từ các ống MPN lựa chọn 74 Sản phẩm PCR sau đó được phân tách trên gel điện di với độ biến tính urea/formamide là 25 – 60% (Hình 3.19). Hình 3.19: Phân tích quần thể vi khuẩn trong các mẫu MPN bằng điện di biến tính gen 16S rDNA Các mẫu AOB (đường số 1 và 2) có băng tương đồng với Nitrosomonas và Nitrobacter, chứng tỏ 2 nhóm này thường đi cùng nhau để hoàn thành bước nitrat hóa. Các mẫu NOB (đường số 3 và 4) có các băng tương đồng với Nitrobacter và Nitrococcus, là các loài oxy hóa nitrit điển hình. Các mẫu NRB (đường số 5 và 6) có nhóm Pseudomonas đóng vai trò quan trọng nhất. Các loài Pseudomonas được biết đến với khả năng sinh trưởng hiếu khí không bắt buộc, có thể sinh trưởng bằng khử nitrat sử dụng các hợp chất hữu cơ đơn giản. Ngoài ra kết quả giải trình tự một số băng cho thấy có độ tương đồng cao với các trình tự (vi khuẩn không phân lập được) trong nghiên cứu về hệ thống xử lý nitơ trong nước thải. 3.4.2. Phân lập vi khuẩn đại diện của mỗi nhóm Các ống MPN dương tính có độ pha loãng cao nhất trong mỗi nhóm vi khuẩn được sử dụng làm nguồn để phân lập chủng vi khuẩn thuần khiết. 3.4.2.1. Vi khuẩn nitrat hóa 75 Mẫu được gạt trên môi trường khoáng thạch có chứa NH4+ hoặc NO2tương ứng là chất cho điện tử. Các khuẩn lạc riêng lẻ được tách riêng vào môi trường khoáng có thành phần tương tự nhưng ở dạng dịch thể. Tổng số 5 khuẩn lạc mỗi loại được phân lập và thử hoạt tính trên môi trường dịch thể, tuy nhiên không có chủng nào thể hiện hoạt tính nằm trong giới hạn phép đo của phòng thí nghiệm chúng tôi, do vậy các chủng này không được tiếp tục nghiên cứu về các đặc điểm sinh lý và phân loại. 3.4.2.2. Vi khuẩn khử nitrat Phân lập được tiến hành theo phương pháp dãy ống thạch bán lỏng kỵ khí, khuẩn lạc vi khuẩn mọc sâu trong thạch (Hình 3.20) được tách riêng và đưa vào môi trường khoáng dịch thể có thành phần tương tự. Hình 3.20: Khuẩn lạc của chủng NRB1 trong môi trƣờng thạch bán lỏng với lactate/nitrate là nguồn năng lƣợng để sinh trƣởng Nghiên cứu khả năng sinh trưởng với oxy còn cho thấy chủng này có khả năng sử dụng oxy làm chất nhận điện tử để oxy hóa cacbon hữu cơ. Giải trình tự gen 16S rDNA của chủng NRB1 cho phép định danh chủng này là Pseudomonas sp., loài gần gũi chất là P. stutzeri có độ tương đồng 97%. 3.4.3. Kết quả phân tích số lượng vi sinh vật Các vi khuẩn oxy hóa amoni (AOB) giảm theo độ cao của lớp bùn vì càng xuống sâu oxy càng giảm, trong khi các vi khuẩn AOB lại cần rất nhiều oxy. 76 Các vi khuẩn AOB ở vùng rễ ít do nghèo amoni mặc dầu vẫn ở độ nông (tức là vùng vẫn có nhiều oxy hơn). Do chỗ rễ cây có thể hút trực tiếp ion NH4+ nên nồng độ amoni giảm ở vùng xung quanh rễ dẫn đến sự giảm mật độ vi khuẩn. Các vi khuẩn oxy hóa nitrit (NOB) có số lượng lớn hơn vi khuẩn oxy hóa amoni (AOB). Phải chăng do nhu cầu oxy của vi khuẩn NOB nhỏ hơn nhu cầu oxy của vi khuẩn AOB. Tuy nhiên với lượng oxy giảm thì số lượng vi khuẩn NOB cũng giảm. Rễ cây có thể hấp thụ trực tiếp NO3- và có thể chuyển oxy từ không khí xuống rễ, vì vậy vùng xung quanh rễ cây có thể có số lượng vi khuẩn NOB nhiều hơn. Vi khuẩn khử nitrat (NRB) cần dinh dưỡng hữu cơ nên xuất hiện nhiều ở vùng xung quanh rễ là hợp lý cũng như vùng có độ dinh dưỡng cao nằm ở phần cao hơn đáy. 3.5. Cây trồng trong bãi lọc trồng cây Trước khi nước thải được đưa vào bãi lọc, cây đã được trồng và chăm sóc trước 2 tháng. Khi cây đã tương đối phát triển, rễ phát triển tốt thì bắt đầu tiến hành xử lý nước thải. Thời gian ban đầu cần bón phân hóa học cho cây để cây nhanh phát triển. Thời gian sau không phải bón phân. Đó là do cây được hấp thụ các chất dinh dưỡng chứa các nguyên tố N, P, K. Cây phát triển nhanh và không bị chết trong toàn bộ thí nghiệm. 77 KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ Với các kết quả thu được qua thời gian chừng 6 tháng thực nghiệm có thể rút ra một số kết luận sau: 1. Với hệ thống bãi lọc trồng cây ngập nước, dòng chảy thẳng đứng, trồng cây cói, hoàn toàn có thể xử lý nước thải thủy sản đã được tiền xử lý bằng hệ thống hiếu khí. Nước ra khỏi bãi lọc đạt tiêu chuẩn B theo TCVN. 2. Hệ thống bãi lọc trồng cây ngập nước xử lý nitrit hiệu quả rõ rệt có thể do sự xuất hiện chủng vi khuẩn Anammox. Hàm lượng nitrat, photphat giảm nhiều. 3. Bãi lọc trồng cây ngập nước có thể xử lý 80% lượng amoni ban đầu. Thông thường để loại bỏ nitơ trong amoni thường tốn nhiều năng lượng và hóa chất. Tuy nhiên phương pháp bãi lọc trồng cây đã thể hiện ưu điểm rõ rệt: Không cần cung cấp thêm năng lượng và hóa chất mà vẫn xử lý được amoni với hiệu suất cao. 4. Bãi lọc trồng cây tạo ra lượng sinh khối lớn có thể tạo cảnh quan thiên nhiên đẹp, cũng có thể tạo ra nguyên liệu cho các ngành thủ công, trang trí... 78 [...]... trong nước Tại Việt Nam, phương pháp xử lý nước thải bằng các bãi lọc ngầm trồng cây đã và đang được một số trung tâm nghiên cứu và trường đại học áp dụng thử nghiệm, chủ yếu xử lý nước thải sinh hoạt và nước thải bệnh viện Các đề tài nghiên cứu mới đây nhất về áp dụng phương pháp này tại Việt Nam như: Xử lý nước thải sinh hoạt bằng bãi lọc ngầm trồng cây dòng chảy thẳng đứng trong điều kiện Việt Nam”... bãi lọc trồng cây có độ dốc hợp lý và chế độ thủy lực được kiểm soát Độ tin cậy trong hoạt động của bãi lọc trồng cây cũng được nâng cao do thực vật và những thành phần khác trong bãi lọc trồng cây có thể quản lý được như mong muốn Chính vì vậy, bãi lọc trồng cây rất thích hợp cho việc xử lý nước thải tại các khu vực dân sinh, khu công nghiệp, các làng nghề nơi có quỹ đất rộng Việc phát triển bãi lọc. .. trồng cây [29] Bãi lọc trồng cây thường bao gồm:  Bể chứa (basin)  Chất nền (cát, đá, sỏi)  Hệ thực vật  Lớp lót chống thấm  Hệ thống đầu vào nước thải  Hệ thống đầu ra Hình 1.3: Các thành phần cơ bản của bãi lọc trồng cây 1.4.4 Các loại bãi lọc trồng cây xử lý nước thải Có thể phân loại bãi lọc trồng cây dựa vào dạng thức tồn tại của thực vật thủy sinh (trôi nổi tự do, ngập trong nước, nổi cố... Đào Nha, Trung Quốc, Thổ Nhĩ Kỳ, Hoa Kỳ cho thấy bên cạnh việc xử lý có hiệu quả các chất ô nhiễm hữu cơ và vô cơ, bãi lọc trồng cây còn có thể loại bỏ vi 33 sinh vật gây bệnh trong nước thải sinh hoạt và nước thải đô thị; xử lý phân bùn bể phốt và xử lý nước thải công nghiệp, nước rò rỉ bãi rác… Không những thế, thực vật từ bãi lọc trồng cây còn có thể được chế biến, sử dụng làm phân bón cho đất, làm... được sử lý bằng phương pháp này Tuy nhiên các điều kiện về trao đổi chất nghiêm ngặt và tốc độ sinh trưởng cực chậm của vi khuẩn anammox đã hạn chế việc ứng dụng vào những thiết bị phản ứng qui mô lớn Mặc dù vậy cũng đã có một vài thành công trong việc ứng dụng anammox vào nước thải công nghiệp thực tế [29] 1.4 Xử lý nước thải bằng bãi lọc trồng cây ngập nước Bãi lọc trồng cây là những vùng đất trong. .. thái của địa phương Sinh khối thực vật và bùn phân hủy sau xử lý từ bãi lọc trồng cây còn có giá trị sử dụng 1.4.2 Các ưu - nhược điểm chính của bãi lọc trồng cây 1.4.2.1 Ưu điểm • Bãi lọc trồng cây có kinh phí đầu tư xây dựng và chi phí vận hành thấp (không sử dụng nhiều thiết bị và năng lượng) • Quá trình xử lý nước thải là quá trình hoàn toàn tự nhiên (không sử dụng hóa chất) • Đơn giản trong xây dựng,... bởi thành phần nước thải tới môi trường sống của động vật hoang dã và hệ sinh thái trong đó Đất ngập nước nhân tạo hay bãi lọc trồng cây chính là công nghệ xử lý sinh thái mới, được xây dựng nhằm khắc phục những nhược điểm, trong khi vẫn bảo tồn được những ưu điểm của bãi đất ngập nước tự nhiên Các nghiên cứu trên thế giới cho thấy, bãi lọc trồng cây hoạt động tốt hơn so với đất ngập nước tự nhiên cùng... bãi lọc trồng cây cũng có ý nghĩa bù đắp và phục hồi các khu vực đất ngập nước bị mất đi do nhu cầu đô thị hóa và phát triển xây dựng 1.4.1 Tình hình nghiên cứu trong nước và trên thế giới 1.4.1.1 Tình hình nghiên cứu trên thế giới Năm 1991, bãi lọc trồng cây dòng chảy ngầm xử lý nước thải sinh hoạt đầu tiên đã được xây dựng ở Na Uy Ngày nay, tại những vùng nông thôn ở Na Uy và Đan Mạch, phương pháp này... tại Leipzig-Halle, CHLB Đức đã nghiên cứu một cách hệ thống công nghệ bãi lọc trồng cây để xử lý các chất ô nhiễm vô cơ, hữu cơ và khả năng khử trùng bằng công nghệ này Một bãi lọc trồng cây áp dụng cho xử lý nước thải của khu dân cư thuộc ngoại ô Bayawan City, Philippines với 336 hộ dân và 3380 nhân khẩu được hoàn thành vào năm 2006, với sự trợ giúp của Trung tâm nghiên cứu môi trường Leizig-Halle,... phương • Vận hành và bảo trì hoàn toàn đơn giản, • Hiệu quả xử lý tốt và quá trình hoạt động ổn định 1.4.2.2 Nhược điểm • Yêu cầu quỹ đất cho xử lý, bãi lọc trồng cây chỉ có hiệu quả kinh tế cao nếu quỹ đất sẵn có và không quá đắt 35 • Vẫn chưa phát triển được hệ tiêu chuẩn để thiết kế bãi lọc trồng cây cho các loại nước thải khác nhau và các vùng khí hậu khác nhau 1.4.3 Cấu tạo của bãi lọc trồng cây ... cứu xử lý amoni nước thải thuỷ sản phương pháp bãi lọc trồng cây nhằm tìm hiểu chuyển hóa chất chủ yếu amoni môi trường bãi lọc ngập nước có trồng cói bề mặt bãi lọc nhằm ứng dụng để xử lý nước. .. Nước sau xử lý Hình 2.2: Thiết kế thiết bị xử lý theo bãi lọc trồng 44 Hình 2.3: Thiết bị tự chế xử lý nƣớc thải thủy sản theo bãi lọc trồng Cây Nước vào Nước Hình 2.4: Sơ đồ trồng thiết bị xử. .. tiền xử lý 34 1.4.1.2 Tình hình nghiên cứu nước Tại Việt Nam, phương pháp xử lý nước thải bãi lọc ngầm trồng số trung tâm nghiên cứu trường đại học áp dụng thử nghiệm, chủ yếu xử lý nước thải