ĐÁNH GIÁ HIỆU QUẢ XỬ LÝ NITƠ TRONG NƯỚC RỈ RÁC BẰNG MÔ HÌNH SNAP GIÁ THỂ ACYLIC PILE FABRICS

1.2 Mục tiêu nghiên cứu Phát triển quá trình sinh trưởng bám dính dựa vào sự kết hợp của phản ứng nitrithóa bán phần và phản ứng anammox trong một bể phản ứng SNAP - Single-stageNitrogen

ĐỀ CƯƠNG

ĐÁNH GIÁ HIỆU QUẢ XỬ LÝ NITƠ TRONG NƯỚC RỈ RÁC BẰNG MÔ HÌNH SNAP

GIÁ THỂ ACYLIC PILE FABRICS

Bộ môn: Phương pháp nghiên cứu khoa học GVGD: TS Lê Xuân Hải

Học viên: Lê Thị Diệu Linh

Mã số: 201320031

1 MỤC LỤC

CHƯƠNG 1 MỞ ĐẦU 4

1.1 Đặt vấn đề 4

1.2 Mục tiêu nghiên cứu 5

1.3 Đối tượng nghiên cứu 5

1.4 Nội dung nghiên cứu 5

1.5 Phương pháp nghiên cứu 5

1.6 Ý nghĩa khoa học và thực tiễn 5

1.7 Tính mới của đề tài 6

CHƯƠNG 2 TỔNG QUAN CÁC QUÁ TRÌNH LOẠI BỎ NITƠ BẰNG PHƯƠNG PHÁP SINH HỌC 7

2.1 Quá trình nitrat hóa và khử nitrat 7

2.1.1 Quá trình nitrat hóa 7

2.1.2 Quá trình khử nitrat hóa 8

2.1.3 Hệ thống kết hợp quá trình nitrat hóa – khử nitrat hóa 8

2.2 Quá trình sinh học mới loại bỏ nitơ 9

2.2.1 Quá trình Anammox 9

a Giới thiệu 9

b Sự phát hiện phản ứng Anammox 10

c Đặc điểm sinh trưởng và các yếu tố ảnh hưởng đến vi khuẩn Anmmox

11

d Ưu nhược điểm trong ứng dụng quá trình Anammox 13

2.2.2 Quá trình nitrit hóa 13

2.2.3 Sự kết hợp quá trình nitrit hóa và Anammox 14

a Quá trình SHARON – Anammox 14

b Quá trình CANON 14

c Quá trình OLAND 15

d Quá trình SNAP 15

2.3 Một số nghiên cứu liên quan đến quá trình SNAP 16

CHƯƠNG 3 VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 19

3.1 Mô hình nghiên cứu 19

3.2 Giá thể sinh học 20

3.3 Sinh khối SNAP 20

3.4 Nước thải nhân tạo 21

3.5 Điều kiện hoạt động 22

3.6 Phương pháp phân tích 23

4 KẾT QUẢ VÀ THỜI GIAN NGHIÊN CỨU 24

4.1 Giai đoạn thích nghi (start-up) 24

4.1.1 Sự biến động pH, DO, độ kiềm 24

4.1.2 Sự biến động N-NH4 dòng vào và dòng ra 24

4.1.3 Sự biến động N- NO2- và N- NO3- dòng ra 24

4.1.4 Sự biến động nitơ tổng 24

4.2 Giai đoạn nitrit hóa bán phần và anammox (SNAP) 24

4.2.1 Sự biến động pH, DO, độ kiềm 24

4.2.2 Sự biến động N-NH4 dòng vào và dòng ra 24

4.2.3 Sự biến động N- NO2- và N- NO3- dòng ra 24

4.2.4 Sự biến động nitơ tổng 24

4.3 Thời gian nghiên cứu 24

5 CÁC CHƯƠNG MỤC DỰ KIẾN CỦA LUẬN VĂN 26

TÀI LIỆU THAM KHẢO 28

1 MỞ ĐẦU

1.1 Đặt vấn đề

Trong khoảng thời gian trước đây, hầu hết các công trình xử lý nước thải ở ViệtNam đều tập trung chủ yếu đến việc xử lý các chỉ tiêu SS, BOD, COD, Coliforms.Hiện nay, các nhà quản lý Môi trường ngày càng quan tâm đến chất lượng các nguồnnước xả thải ra môi trường đặc biệt là sự kiểm soát quá trình phú dưỡng hóa trênnguồn tiếp nhận nước thải, vì vậy thêm hai chỉ tiêu được mọi người quan tâm xử lýkhá nhiều đó là nồng độ N, P trong nước thải

Thực tến hiện nay, chất lượng nước đầu ra trong các công trình xử lý nước thảihầu như không ổn định đặc biệt là hàm lượng nitơ Công nghệ hiện tại cho việc xử lýnitơ dựa trên quá trình nitrat hóa – khử nitrat truyền thống, công nghệ này bọc lộ rõnhược điểm đó là hiệu quả không ổn định và chi phí vận hành cao (cần bổ sung cơchất cho quá trình và tiêu thụ nhiều năng lượng) Chính vì vậy việc nghiên cứu côngnghệ xử lý mới có hiệu quả cao, chi phí thấp để xử lý hàm lượng nitơ trong nước thải

là một yêu cầu cấp thiết

Năm 1995, các nhà khoa học đã khám phá ra một quá trình sinh học với sự chuyểnhóa nitơ mới chưa từng biết đến trước đó cả về lý thuyết lẫn thực nghiệm, đó là phảnứng oxy hóa kỵ khí Ammonium (Anaerobic ammonium oxidation, viết tắt làAnammox) (Mulder và cộng sự, 1995) Trong phản ứng này Ammonium được oxyhóa bởi nitrit trong điều kiện kỵ khí, không cần cung cấp chất hữu cơ để tạo thành nitơphân tử Sự phát triển quá trình Anammox đã mở ra hướng phát triển kỹ thuật xử lýnitơ mới, đặc biệt có ý nghĩa đối với nước thải có hàm lượng nitơ cao và chất hữu cơthấp

Trong vòng hai thập niên vừa qua đã bùng nổ các nghiên cứu có liên quan đến quátrình Anammox và ứng dụng của nó Trên thực tế, nghiên cứu ứng dụng quá trìnhAnammox trong xử lý nước thải giàu Ammonium chỉ được tiến hành một cách mạnh

mẽ từ năm 2004 đến nay Còn trong giai đoạn từ 1994 đến 2004, phần lớn tập trungvào nghiên cứu cơ bản nhằm định hướng cho triển khai ứng dụng (Jetten và cộng sự,2004) Quá trình Anammox đã được ứng dụng thành công đối với cả nước thải sinhhoạt lẫn nước thải công nghiệp thuộc da ở Hà Lan, Đức, Áo (Gut, 2006), (Szatkowska,2007) Tuy nhiên, Việt Nam có rất ít ứng dụng quá trình Anammox để xử lý nitơ vớinồng độ cao trong nước thải

Các quá trình ứng dụng khử nitơ đã được nghiên cứu trước đó là SHARON –Anammox (Single reactor system for High activity Ammonia Removal Over Nitrite -Anaerobic ammonium oxidation); CANON (Completely Autotrophic N-removal OverNitrite) (Strous, 2000); OLAND (Oxygen Limitted Autotrophic Nitrification –

Denitrification) Và trong giai đoạn gần đây, quá trình xử lý nitơ mới đã được nghiêncứu đó là SNAP (Single-stage Nitrogen removal using Anammox and Partialnitritation) Việc nghiên cứu ứng dụng quá trình SNAP trong xử lý nước thải có nồng

độ amonium cao có tính khả thi và chính vì vậy đề tài nghiên cứu: “Đánh giá hiệu quả xử lý nitơ trong nước rỉ rác bằng mô hình SNAP với giá thể Acylic Pile Fabrics” mang lại ý nghĩa thiết thực.

1.2 Mục tiêu nghiên cứu

Phát triển quá trình sinh trưởng bám dính dựa vào sự kết hợp của phản ứng nitrithóa bán phần và phản ứng anammox trong một bể phản ứng (SNAP - Single-stageNitrogen removal using Anammox and Partial nitritation) để loại bỏ nitơ từ nước thảitổng hợp mô phỏng nước rỉ rác đã qua xử lý hữu cơ với hàm lượng amonium cao sửdụng loại vật liệu mang Acylic Pile Fabrics

1.3 Đối tượng nghiên cứu

Trong điều kiện phòng thí nghiệm, nên đối tượng nghiên cứu tập trung chủ yếuvào:

- Nguyên tắc cơ bản của quá trình SNAP và phương pháp vận hành

- Nước thải tổng hợp mô phỏng nước rỉ rác đã qua xử lý hữu cơ (BOD5, COD) vớihàm lượng N-NH4 cao

- Làm giàu sinh khối bằng vật liệu mang Acylic Pile Fabrics

1.4 Nội dung nghiên cứu

- Thiết kế và lắp đặt mô hình thí nghiệm SNAP

- Tạo điều kiện thích hợp để làm giàu sinh khối nitrit hóa (AOB), Anammox giúpquá trình SNAP diễn ra hiệu quả

- Xác định hiệu quả xử lý của quá trình SNAP

- Xác định ảnh hưởng của tải trọng Nitơ đến hiệu quả xử lý của quá trình SNAP

1.5 Phương pháp nghiên cứu

- Tổng quan tài liệu đã nghiên cứu trong và ngoài nước về công nghệ xử lý nitơtrong các loại nước thải, thiết bị xử lý và các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình xử lý nitơammonium bởi nhóm vi khuẩn Nitrit hóa và Anammox

- Phương pháp thực nghiệm mô hình, nghiên cứu trên mô hình

- Phương pháp lấy mẫu và phân tích mẫu

- Phương pháp tính toán và xử lý số liệu

1.6 Ý nghĩa khoa học và thực tiễn

- Về mặt khoa học, kết quả nghiên cứu của mô hình là cơ sở lý thuyết để đánh giákhả năng thích nghi, sinh trưởng và phát triển của nhóm vi khuẩn Nitrit hóa vàAnammox trong môi trường nước thải nhân tạo, tạo cơ sở cho các nghiên cứu sâu hơncác yếu tố, thành phần ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý nitơ nhằm tạo tiền đề cho việcnghiên cứu ứng dụng công nghệ SNAP để loại bỏ nitơ trong các loại nước thải khácnhau

- Kết quả của đề tài cũng là cơ sở để triển khai ứng dụng rộng rãi trong xử lý nướcthải có nồng độ Amonium rất cao từ một số lĩnh vực chăn nuôi, công nghiệp như:Nước thải từ lò mổ, nước thải từ chế biến nước tương, nước rỉ rác, các xí nghiệp chếbiến thủy sản, chăn nuôi heo, nhà máy chế biến tinh bột sắn, thực phẩm và một sốngành nghề khác,…

1.7 Tính mới của đề tài

Nghiên cứu quá trình SNAP để xử lý nước thải nhân tạo chứa nitơ amonium cónồng độ cao đã được thực hiện khá nhiều trên thế giới Tuy nhiên, việc nghiên cứu tạiViệt Nam chưa nhiều và còn hạn chế Do vậy, đề tài này góp phần tạo thêm cơ sở chocác nghiên cứu tiếp theo

2 TỔNG QUAN CÁC QUÁ TRÌNH LOẠI BỎ NITƠ BẰNG

PHƯƠNG PHÁP SINH HỌC

Trong những hệ thống xử lý nước thải đô thị (thường là những hệ thống bùn hoạttính), việc loại bỏ nitơ được thực hiện trong suốt quá trình loại bỏ những thành phầnhữu cơ Tuy nhiên, những hệ thống đặc biệt cần đạt hiệu quả loại bỏ nitơ từ nguồnnước thải giàu ammonium Công nghệ nitrat hóa – khử nitrat truyền thống đã được ápdụng trong một khoảng thời gian dài trước đây nhưng công nghệ này bọc lộ rõ nhượcđiểm như hiệu quả không ổn định và chi phí vận hành cao (cần bổ sung cơ chất choquá trình và tiêu thụ nhiều năng lượng) Trong những năm gần đây, có nhiều nghiêncứu công nghệ mới có hiệu quả cao, chi phí thấp dựa trên sự kết hợp của quá trìnhnitrit hóa bán phần và Anammox để xử lý hàm lượng nitơ trong nước thải

2.1 Quá trình nitrat hóa và khử nitrat

2.1.1 Quá trình nitrat hóa

Quá trình Nitrate hóa được thực hiện bởi các nhóm vi khuẩn Nitrosomonas(N.europasa, N.oligocar bogenes, Nitrosopira, Nitrosococcus, và Nitrosolobus) oxyhóa ammonium thành nitrit thông qua hydroxylamin NH2OH với xúc tác của enzymAMO theo phương trình phản ứng (2-1) và oxy hóa tiếp theo tạo thành nitrit bởienzym HAO phản ứng (2-2)

Đầu tiên Ammonium được thủy phân thành Hydroxylamine bằng enzyme AMO(Ammonium Mono - Oxygenase)

Sau đó Hydroxylamine được oxy hóa thành Nitrite nhờ enzyme HAO(Hydroxylamine Oxidoreductase)

Quá trình này sinh ra năng lượng và được vi khuẩn sử dụng để đồng hoá CO2 chohoạt động sống của chúng

Hình 2.1 Cơ chế chuyển hóa ammonium ở vi khuẩn Nitrosomonas europaea

- AMO: Enzym chuyển hóa ammonium thành hydroxylamin

- HAO: Enzym chuyển hóa hydroxylamin thành nitrit

2.1.2 Quá trình khử nitrat hóa

Quá trình khử Nitrate thường trải qua một số sản phẩm trung gian:

Nitrobacter

thành Nitrite và 19kcal/mol cho phản ứng hình thành Nitrate, thấp hơn nhiều so vớiphản ứng oxy hóa do vi khuẩn hiếu khí dị dưỡng thực hiện: năng lượng thu được từphản ứng oxy hóa axit Axetic là 207kcal/mol Đó là lý do dẫn tới hiệu suất sinh khốicủa sinh vật tự dưỡng thấp hoặc tốc độ phát triển của chúng chậm Nitrosomonas vàNitrobacter thuộc loại vi sinh vật tự dưỡng, chúng sử dụng nguồn Carbon vô cơ (chủyếu là HCO3 , CO2) cùng các chất dinh dưỡng (N, P, vi lượng, ) để xây dựng tế bào.Thành phần Nitơ được ưa chuộng nhất để xây dựng tế bào là Ammonium Thành phầnoxy trong tế bào (C5H7O2N) được lấy từ HCO3- hoặc CO2

Oxy hóa Ammonium gồm hai phản ứng kế tiếp nhau nên tốc độ oxy hóa của cảquá trình bị khống chế bởi giai đoạn có tốc độ chậm hơn Từ các kết quả nghiên cứucho thấy tốc độ phát triển của Nitrosomonas chậm hơn so với Nitrobacter vì vậy nồng

độ Nitrite thường thấp hơn trong giai đoạn ổn định, chứng tỏ rằng giai đoạn oxy hóaAmmonium thành Nitrite là bước quyết định tốc độ phản ứng oxy hóa đối với một hệ

xử lý hoạt động bình thường Mặc dù đã được phát triển từ lâu và hiện vẫn đang đượcứng dụng rộng rãi, nhưng hệ nitrat hóa – khử nitrat (N/DN) vẫn bộc lộ nhiều hạn chế,nhất là đối với việc xử lý nước thải có hàm lượng nitơ cao và carbon thấp như nước rỉrác, nước lắng bể phân hủy bùn, nước sau bể biogas, vì cả hai giai đoạn nitrat hóa

và khử nitrat xảy ra trong hai điều kiện ngược nhau: hiếu khí – thiếu khí, tự dưỡng – dịdưỡng Do vậy, hai giai đoạn phải tiến hành trong các bể phản ứng riêng biệt, sự vậnhành và kiểm soát quá trình hoạt động của hệ xử lý nitơ truyền thống trở nên phức tạp.Trong khi ở giai đoạn nitrate hóa cần duy trì DO tối thiểu là 2 mg/lít thì ở giai đoạnkhử nitrat phải khống chế DO tới mức dưới 0,5 mg/lít

Điều kiện DO > 0,6 mg/l, hoạt động oxy hoá Ammonium của vi khuẩnNitrosomonas đã diễn ra bình thường

Ngoài ra, quá trình Nitrite hoá còn có sự tham gia của các vi khuẩn oxy hoáAmmonium khác như: Nitrosopira, Nitrosococcus, Nitrosolobus

Để quá trình Nitrite hoá diễn ra hiệu quả cần tạo được môi trường sống thích hợpcho vi sinh vật oxy hoá Ammonium thành Nitrite như: pH, nhiệt độ, nồng độ oxy hoàtan, nồng độ Ammonium, tỉ số COD/TNK, các hợp chất ức chế khác (kim loại nặng,Phenol, dầu mỡ, )

Một phần Amoni bị đồng hóa thành sinh khối tế bào Phản ứng tổng hợp sinh khốinhư sau:

4CO2 + HCO3- + NH4+ + H2O  C5H7O2N + 5O2

2.2 Quá trình sinh học mới loại bỏ nitơ

2.2.1 Quá trình Anammox

3 Giới thiệu

Đối với nhiều loại nước thải có hàm lượng các chất dinh dưỡng (nitơ và photpho)trung bình và cao thì việc xử lý để loại bỏ chúng trước khi xả vào môi trường đang lànhu cầu bức thiết hiện nay Nguy cơ tác động lớn nhất khi xả nước thải giàu nitơ,photpho vào các thủy vực là sẽ gây nên hiện tượng phú dưỡng Hậu quả của phúdưỡng là kích thích sự phát triển mạnh các loài tảo, làm phá vỡ chuỗi thức ăn ổn địnhcủa các hệ sinh thái thủy vực, gây ô nhiễm nước và làm bồi cạn các thủy vực

Các hệ thống xử lý nước thải bậc 2 thông thường được thiết kế để loại các chấthữu cơ (đánh giá qua các thông số BOD5, COD), thường chỉ loại được một phần nitơ

Do vậy, việc loại nitơ phải được tiến hành ở các giai đoạn tiếp theo sau, đó là xử lý bậccao Công nghệ sinh học truyền thống để xử lý nitơ lâu nay là dựa vào sự kết hợp của

2 quá trình: Nitrat hóa và khử nitrat Do công nghệ xử lý truyền thống này có nhữnghạn chế nhất định nên việc cải tiến công nghệ xử lý nitơ đã được quan tâm vào thậpniên cuối của thế kỷ 20

Năm 1995, phản ứng chuyển hóa nitơ mới đã được phát hiện (Van de Graaf vàcộng sự, 1995) đó là phản ứng oxy hóa ammonium trong điều kiện kỵ khí, trong đóAmmonium được oxy hóa bởi nitrit thành khí N2, không cần cung cấp cacbon hữu cơ

Sự phát hiện này đã mở ra các hướng phát triển kỹ thuật mới để xử lý nitơ trong nướcthải, đặc biệt là các loại nước thải có hàm lượng nitơ cao Trong vòng 2 thập niên qua,

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

4 Sự phát hiện phản ứng Anammox

Thật ra, phản ứng Anammox đã được dự báo từ trước khi phát hiện ra nó Trên cơ

sở tính toán nhiệt động học (Broda, 1977), (Van de Graaf và cộng sự, 1995) đã dự báo

về sự tồn tại của các vi khuẩn tự dưỡng có khả năng oxy hóa ammonium bởi nitrat,nitrit:

NH4 + NO2- → N2 + NO3- + 2H2O ∆G0 = - 357kj/mol (2-3)

5NH4 + 3NO3- → 4N2 + 2H2O + 2H+ ∆G0 = - 297kj/mol (2-4)

5NH4 + 1,5O2 → NO2- + 2H+ + 2H2O ∆G0 = - 297kj/mol (2-5)

Mãi 17 năm sau minh chứng đầu tiên về phản ứng Anammox mới được phát hiện

ở một bể lắng sau bể khử nitrat trong hệ thống xử lý và bể phân hủy bùn tại brocades (Delft, Hà Lan) Qua theo dõi sự cân bằng nitơ, các tác giả đã phát hiện thấy

Gist-sự giảm đồng thời nồng độ Ammonium và nồng độ nitrat, nitrit cùng Gist-sự tạo thành nitơ

phân tử ở điều kiện kỵ khí (Strous và cộng sự, 1997), (Strous và cộng sự, 1998),(Vande Graaf và cộng sự, 1996).

Nhóm các nhà khoa học thuộc Đại học Kỹ thuật Delft sau đó đã tiến hành các mô

tả và xác nhận ban đầu quá trình Anammox (Jetten và cộng sự, 2001), (Strous và cộng

sự, 1999) Theo đó, quá trình Anammox được xác định là một quá trình sinh học, trong

đó ammonium được oxy hóa trong điều kiện kỵ khí với nitrit là yếu tố nhận điện tử đểtạo thành nitơ phân tử với sự tham gia của vi khuẩn Anammox

Tiếp theo đó phản ứng Anammox cũng đã lần lượt được phát hiện và nhận dạng vikhuẩn Anammox tại các hệ thống xử lý nước thải bởi các nhà khoa học Đức (Egli vàcộng sự, 2001), Nhật Bản (Furukawa và cộng sự, 2000), Thụy Sĩ (Pynaert và cộng sự,2002) và Bỉ (Schimid và cộng sự, 2000)

Từ sự phát hiện trên (trong nhiều hệ thống xử lý nước thải có nồng độ ammoniumcao) các nhà khoa học đi đến việc tìm kiếm các vi khuẩn tham gia quá trình Anammoxtrong các hệ sinh thái tự nhiên Thực vậy, đã chứng minh được rằng phản ứngAnammox giữ 50% vai trò tạo khí nitơ trong trầm tích biển (Bess và cộng sự, 2003),(Kuypers và cộng sự, 2003) tại vùng nước thiếu khí dưới đáy đại dương ở Costa Rica(Dalsgaard và cộng sự, 2002) Các vi khuẩn Anammox thuộc một chi mới cũng pháthiện được trong vùng nước gần đáy biển đen (Dalsgaard và cộng sự, 2002)

Trên cơ sở phát hiện mới về phản ứng Anammox và các vi khuẩn này tham gia màchu trình chuyển hóa nitơ tự nhiên ghi nhận trong sách giáo khoa trước nay đã được bổsung thêm một mắt xích mới là quá trình Anammox

Như đã nói ở trên, Anammox là quá trình oxy hóa ammonium bởi nitrit bằng mộtphản ứng hóa học đơn giản với tỷ lệ mol NH4 : NO2- = 1:1,32

Trên cơ sở cân bằng khối lượng từ thí nghiệm nuôi cấy làm giàu với kỹ thuật mẻliên tục (SBR) có tính đến sự tăng trưởng sinh khối, phản ứng trong quá trìnhAnammox được xác định với các hệ số tỉ lượng như sau (Furukawa và cộng sự, 2000),(Schimid và cộng sự, 2000):

NH4 + 1,32NO2- + 0,066HCO3 + 0,13H+ → 1,02N2 + 0,26 NO3- +0,066CH2O0,5N0,15 + 2,03H2O (2-6)

Một lượng nhỏ nitrat tạo thành và phương trình phản ứng (2-6) đã được chấp nhận

để tính toán và giải thích về phản ứng Anammox

5 Đặc điểm sinh trưởng và các yếu tố ảnh hưởng đến vi khuẩn Anmmox

Nhóm vi khuẩn Anammox có thể hoạt động trong khoảng nhiệt độ từ 20 đến 430C(tối ưu 400C), pH = 6,4 - 8,3 (tối ưu ở pH=8) Ở điều kiện tối ưu, tốc độ tiêu thụ cơchất riêng cực đại là 55 m NH4-N/g.protein/phút Ái lực với các cơ chất ammonium

và nitrit rất cao Nhưng khi tiếp xúc với nồng độ trên 5 mM trong khoảng thời gian 12giờ thì nhóm vi khuẩn Anammox bị mất hoạt tính hoàn toàn Tuy nhiên hoạt tính sẽđược hồi phục khi bổ sung một lượng rất nhỏ (50m) một trong các sản phẩm trung

gian của quá trình chuyển hóa ammonium bởi các enzyme là hydrazine hayhydroxylamine Mặt khác hoạt tính Anammox cũng bị ức chế khi nồng độ oxy hòa tantrong môi trường lớn hơn 0,5% (Egli và cộng sự, 2003).

 Ảnh hưởng của nhiệt độ

Như các vi khuẩn tự dưỡng khác, hoạt động xử lý ammonium của vi khuẩnAnammox cũng bị ảnh hưởng của nhiệt độ Cho đến nay chưa có một nghiên cứu đầy

đủ nào về ảnh hưởng của nhiệt độ đến hoạt tính của sinh khối vi khuẩn anmmox.(Strous và cộng sự, 1999) cho rằng sinh khối vi khuẩn Anammox hoạt động xử lýnước thải ở 40  30C và có thể không hoạt động ở 100C, chúng hoạt động xử lý hiệuquả ở nhiệt độ khoảng 20 - 370C Tiếp đó với kết quả khảo sát của (Egli và cộng sự,2001) cho thấy ở 370C tăng trưởng và hoạt động xử lý ammonium của vi khuẩnAnammox đạt hiệu quả cao nhất Còn theo (Toh và cộng sự, 2002) thì thí nghiệm ở 37

và 550C để làm giàu sinh khối vi khuẩn Anammox (Yang và cộng sự, 2006) cho thấyhoạt động xử lý của sinh khối vi khuẩn Anammox đạt cao nhất ở nhiệt độ khoảng 30 -

350C Trong khi (Rysgaard và cộng sự, 2004) khảo sát hoạt tính của vi khuẩnAnnamox ở nhiệt độ thấp hơn từ 1,7 đến 40C thì nhận thấy bùn sinh khối lắng xuốngđáy thiết bị (Dosta và cộng, 2008) thu được kết quả tốt nhất khi nghiên cứu ứng dụng

vi khuẩn Anammox ở nhiệt độ từ 35- 400C và hoạt tính giảm dần trong thời gian ngắn

ở nhiệt độ 450C (Dalsgaard và Thamdrup, 2002) nghiên cứu ảnh hưởng của nhiệt độđến hoạt tính vi khuẩn Anammox từ trầm tích đáy biển và kết quả loại ammonium tốtnhất ở nhiệt độ 150C và nhận thấy hoạt tính giảm khi nhiệt độ tăng đến 250C

 Ảnh hưởng pH

(Strous, 2000) khi khảo sát ảnh hưởng của pH từ 7,5 đến 8,0 đến quá trình làmgiàu sinh khối vi khuẩn Anammox ở nhiệt độ 300C và sự thay đổi pH đầu vào từ 6,7đến 8,3 hoạt tính sinh khối vi khuẩn Anammox với nhiệt độ 330C, cho thấy môi trường

pH đã xử lý ammonium không hẳn phụ thuộc vào pH mà ngược lại pH của môi trườngphụ thuộc vào các ion hòa tan tồn tại trong môi trường Theo nghiên cứu của (Strous

và cộng sự, 1999) thì hoạt tính của vi khuẩn Anammox chỉ phụ thuộc vào pH môitrường đầu vào mà không ảnh hưởng nhiều trong thời gian diễn ra phản ứng của quátrình xử lý ammonium, do đó pH đầu ra cũng không thay đổi nhiều so với pH đầu vào

 Ảnh hưởng DO

Để nghiên cứu ảnh hưởng của DO đến hoạt tính của vi khuẩn Anammox trong quátrình nghiên cứu xử lý ammonium (Van De Graaf và cộng sự, 1996) cho thấy hoạtđộng hiệu quả của vi khuẩn Anammox trên mô hình thiết bị dạng mẻ khi DO dao độngtrong khoảng 0 - 0,01 mg/l; trong khi (Strous và cộng sự, 1997) lại cho rằng vi khuẩnAnammox hoạt động xử lý ammonium có thể thực hiện được trong môi trường không

kỵ khí hoàn toàn, vì khi ghép hai quá trình trong một thiết bị như nitrit hóa vàAnammox là SNAP thì DO trong thiết bị phản ứng loại ammonium sẽ lớn hơn 1mg/l

Trong khi đó thí nghiệm của (Jenten và cộng sự, 1999) thì nghiên cứu sự thay đổi DOcủa môi trường với các điều kiện 0%; 0,5  0,2%; 2,1  0,2%, kết quả thu được khi

DO ở thí nghiệm 0,5  0,2% thì hoạt động xử lý ammonium của vi khuẩn Anammoxkhông còn hiệu quả

 Ảnh hưởng COD

Trên lý thuyết thì vi khuẩn Anammox thuộc nhóm vi khuẩn tự dưỡng, nên chúngkhông dùng nguồn cacbon hữu cơ để phát triển Nhưng trong thực tế thì trong cácnguồn nước thải luôn luôn tồn tại hàm lượng ô nhiễm là cacbon hữu cơ được thể hiệntheo chỉ số ô nhiễm COD Do đó khi nghiên cứu môi trường tổng hợp thì có điều chỉnhđược nguồn cacbon hữu cơ để tiến hành thí nghiệm Nghiên cứu sử dụng môi trườngkhông có cacbon hữu cơ (Imajo U và cộng sự, 2004) cho thấy hiệu suất xử lýammonium đạt hiệu quả rất cao Còn (Chamchoi và cộng sự) khi khảo sát tỷ lệ COD/Ntay đổi từ 0,6 - 1,3 cho thấy hiệu quả loại ammonium đạt tương ứng từ 84% đến 60%

và cũng bị loại được 82% COD

 Ảnh hưởng tỷ lệ N-NH 4 /N-NO 2

Theo phương trình (2.4) ở trên, thì tỷ lệ N-NH4/N-NO2 phải là 1/1,32 nhưng theocác nghiên cứu của (Van Hulle và cộng sự, 2003) thì tỷ lệ này có thể thay đổi từ 0,5 -1,5; còn (Gut, 38) thì tỷ lệ này dao động trong khoảng 1 - 1,5 đạt hiệu suất loại nitơtương ứng là 84 - 97% (Theo Van Hulle, 2005) khi trong môi trường chỉ có N-NH4

với nồng độ 1.000 mg/l hoặc N-NO3 thì quá trình Anammox không thể diễn ra, trongkhi (Strous, 74) cho thấy trong thí nghiệm với nồng độ N-NH4 trên 70 mM thì hoạttính của vi khuẩn Anommox trên thiết bị SBR hoạt tính giảm dần trong thời gian mộttuần Trong khi kết quả nghiên cứu của (Dapena - Mora và cộng sự, 2006) cho thấyảnh hưởng của từng nồng độ N-NH4 và N-NO2 trên thiết bị xử lý theo mẻ thì hoạt độngcủa vi khuẩn Anammox lại giảm nhanh theo thời gian Các nghiên cứu khác thì chorằng vi khuẩn Anammmox lại rất nhạy cảm với N-NO2 trong môi trường Thí nghiệmcủa (Strous và cộng sự, 1999) cho thấy quá trình Anammox không thể hoạt động khinồng độ N-NO2 lớn hơn 182mg/l (Fux, 2003) ghi nhận vi khuẩn Anammox khônghoạt động khi nồng độ N-NO2 lớn hơn 40 mg/l Nghiên cứu của (Dapena và cộng sự,2007) cũng cho thấy hoạt động xử lý của sinh khối vi khuẩn Anammox giảm 50% khinồng độ N-NO2 25mM

Tóm lại các yếu tố ảnh hưởng rất mạnh đến quá trình tăng trưởng và hoạt động xử

lý ammonium của vi khuẩn Anammox là rất quan trọng, vì giúp cho một kiến thức cơbản để có thể nghiên cứu sâu hơn và ứng dụng vào từng nguồn nước thải giàuammonium một cách hợp lý, để có hiệu quả xử lý tốt hơn

6 Ưu nhược điểm trong ứng dụng quá trình Anammox

Ưu điểm

- Có thể ứng dụng tốt trong xử lý các loại nước thải có nồng độ N-NH4 cao

- Nhu cầu mặt bằng để lắp đặt thiết bị không lớn

- Chi phí đầu tư và vận hành thấp hơn so với cac phương pháp khác

- Chịu được tải trọng thay đổi đột ngột, thiết kế đơn giản, sinh ra ít bùn

Nhược điểm

Thời gian nhân đôi sinh khối vi khuẩn Anmmox rất chậm cho nên rất khó nhângiống triển phổ biến ra thực tế

6.1.1 Quá trình nitrit hóa

Nitrit hóa là một bước yêu cầu trong ứng dụng mới về quá trình loại bỏ nitơ tựdưỡng Phản ứng dị hóa của quá trình nitrit hóa được thể hiện trong phương trình phảnứng (2-7)

NH4 + 1,38O2 + 1,98HCO3-  0,018C5H7NO2 + 0,98NO2- + 1,04H2O +1,89H2CO3 (2-7)

Có nhiều chiến lược để đạt được quá trình nitrit hóa Sự khác biệt chính giữa cácphương pháp đó là cách để ngăn chặn bật nitrat hóa xảy ra mà không gây trở ngại bậcnitrit hóa

Phương pháp đầu tiên đó là sử dụng sự khác biệt trong những nguồn năng lượngkích hoạt cho sự oxy hóa ammonia và nitrit (theo thứ tự 68 kJ/mol và 44 kJ/mol).Năng lượng cao cho quá trình oxy hóa ammonia làm cho tốc độ của quá trình phụthuộc nhiều vào nhiệt độ Ở nhiệt độ thấp NOB có tỷ lệ tăng trưởng cao hơn AOB,nhưng ở nhiệt độ cao NOB phát triển chậm hơn một cách đáng kể so với AOB và do

đó nó có thể tồn tại ở thời gian lưu nước ngắn hơn Sự vận hành quá trình ở khoảngnhiệt độ cao (30 – 350C), ở một thời gian lưu nước cao hơn tốc độ phát triển của NOBnhưng thấp hơn tốc độ phát triển của AOB (khoảng 1 ngày) và không có tuần hoànbùn, NOB không có thể duy trì trong bể phản ứng và bị rửa trôi ra ngoài Nguyên tắcnày được áp dụng trong quá trình SHARON

Phương pháp thứ hai dựa vào sự khác biệt về ái lực đối với oxy của AOB vàNOB NOB có ái lực DO thấp hơn so với AOB Do đó, nitrit hóa có thể đạt được bởi

sự lựa chọn một giá trị DO xác định mà ở đó tốc độ nitrit hóa không có oxy tới hạnnhư tốc độ nitrat hóa Giá trị DO phù hợp ít hơn 0,4 mg/l hoặc 5% trạng thái bão hòakhí đã được đề nghị bởi Schmidt và cộng sự

6.1.2 Sự kết hợp quá trình nitrit hóa và Anammox

7 Quá trình SHARON – Anammox

SHARON là viết tắt của cụm từ “Single Reactor system for High Activity

Ammonia Removal Over Nitrite” Dựa vào đặc điểm là ở nhiệt độ cao (trên 300C), các

vi khuẩn oxy hoá ammonium (AOB) sẽ sinh trưởng nhanh hơn các vi khuẩn oxy hoánitrite (NOB), nguyên tắc của hệ thống này là chọn thời gian lưu thuỷ lực (HRT) đủngắn và vận hành ở nhiệt độ cao để cho NOB bị rửa trôi khỏi bể phản ứng và quá trình