Xử lý Nitơ trong khí thải

MỞ ĐẦU Tốc độ đô thị hóa ở Việt Nam rất nhanh cùng với sự phát triển của công nghiệp. Tỉ lệ dân số tại các thành thị tăng cùng với tốc độ đô thị hóa. Nước thải từ các thành phố, khu dân cư tập trung, khu công nghiệp cũng tăng theo mức tăng dân số với lượng thải lớn. Lưu lượng nước thải của thành phố 20 vạn dân khoảng 40.000 - 60.000 m3/ngày. Hiện nay, tại thành phố Hà Nội tổng lượng nước thải (năm 2005) khoảng 550.000 m3/ngày. Đặc trưng của nước thải sinh hoạt là hàm lượng chất hữu cơ lớn (từ 55-65% tổng lượng chất bẩn), chứa nhiều vi sinh vật, trong đó có các vi sinh vật gây bệnh. Thành phần các chất ô nhiễm trong nước thải như BOD5 là 110 - 400mg/l, tổng lượng nitơ TN là 20-85mg/l trong đó nitơ amoni là 12-50mg/l. Cùng nước thải sinh hoạt, nước thải sản xuất trong các nhà máy, xí nghiệp cũng chứa nhiều loại chất tạp chất phức tạp, có nhiều loại chứa nhiều chất bẩn vô cơ, đặc biệt là các kim loại nặng như trong các ngành công nghiệp có công nghệ mạ. Nước thải trong các ngành công nghiệp chế biến thực phẩm, thuộc da, giết mổ chứa nhiều các chất hữu cơ, các vi khuẩn gây bệnh. Sự phát triển nhanh của nền kinh tế dẫn đến sự cải thiện về mức sống của người dân cũng như sự đòi hỏi về mức độ Vệ sinh môi trường. Vì vậy xây dựng các công trình xử lý nước thải phải đạt các yêu cầu về chất lượng nguồn nước xả ra. Nồng độ các chất ô nhiễm trong nước thải thấp hơn giá trị giới hạn cho phép quy định khi xả ra các loại nguồn nước mặt khác nhau. Một trong những chỉ tiêu cần phải đạt được là hàm lượng nitơ trong nước thải. Theo TCVN 6772:2000 thì lượng N-NH4+ không lớn hơn 0.05mg/l với nguồn loại A và 1mg/l với nguồn loại B. Hàm lượng Nitơ trong nước thải cao làm ảnh hưởng đến sức khỏe con người, đến môi trường và với các quá trình xử lý khác trong trạm xử lý nước thải. Có nhiều biện pháp để khử nitơ trong nước thải và trong giới hạn của chuyên đề này, chúng tôi đưa ra các biện pháp sinh học để khử Nitơ. TỔNG QUAN Trạng thái tồn tại của Nitơ trong nước thải Trong nước thải, các hợp chất của nitơ tồn tại dưới 3 dạng: các hợp chất hữu cơ, amoni và các hợp chất dạng ôxy hoá (nitrit và nitrat). Các hợp chất nitơ là các chất dinh dưỡng, chúng luôn vận động trong tự nhiên, chủ yếu nhờ các quá trình sinh hoá. Hình 1. Chu trình Nitơ trong tự nhiên Hợp chất hữu cơ chứa nitơ là một phần cấu thành phân tử protein hoặc là thành phần phân huỷ protein như là các peptid, axit amin, urê. Hàm lượng amoniac (NH3) chính là lượng nitơ amôn (NH+4) trong nước thải sinh hoạt, nước thải công nghiệp thực phẩm và một số loại nước thải khác có thể rất cao. Các tác nhân gây ô nhiễm Nitơ trong nước thải công nghiệp: chế biến sữa, rau quả, đồ hộp, chế biến thịt, sản xuất bia, rượu, thuộc da. Trong nước thải sinh hoạt nitơ tồn tại dưới dạng vô cơ (65%) và hữu cơ (35%). Nguồn nitơ chủ yếu là từ nước tiểu. Mỗi người trong một ngày xả vào hệ thống thoát nước 1,2 lít nước tiểu, tương đương với 12 g nitơ tổng số. Trong số đó nitơ trong urê (N-CO(NH2)2) là 0,7g, còn lại là các loại nitơ khác. Urê thường được amoni hoá theo phương trình như sau. Trong mạng lưới thoát nước urê bị thuỷ phân: CO(NH2)2 + 2H2O = (NH4)2CO3 (1.2) Sau đó bị thối rữa: (NH4)2CO3 = 2NH3 + CO2 + H2O (1.3) Như vậy NH3 chính là lượng nitơ amôn trong nước thải. Trong điều kiện yếm khí amoniac cũng có thể hình thành từ nitrat do các quá trình khử nitrat của vi khuẩn Denitrificans. Lượng chất bẩn Nitơ amôn (N-NH4) một người trong một ngày xả vào hệ thống thoát nước: 7 g/ng.ngày Trong thành phần nước thải sinh hoạt khu dân cư: Bảng 1. Các chỉ tiêu trung bình các hợp chất Nitơ trong nước thải sinh hoạt Chỉ tiêu  Trung bình   Tổng Nitơ, mg/l  40   - Nitơ hữu cơ, mg/l  15   - Nitơ Amoni, mg/l  25   - Nitơ Nitrit, mg/l  0,05   - Nitơ Nitrat, mg/l  0,2   Tổng Phốt pho, mg/l  8   Nitrit (NO2-) là sản phẩm trung gian của quá trình ôxy hoá amoniac hoặc nitơ amoni trong điều kiện hiếu khí nhờ các loại vi khuẩn Nitrosomonas. Sau đó nitrit hình thành tiếp tục được vi khuẩn Nitrobacter ôxy hoá thành nitrat. Các quá trình nitrit và nitrat hoá diễn ra theo phản ứng bậc I: NH4+ kn NO2- km NO3- Trong đó: kn và km là các hằng số tốc độ nitrit và nitrat hoá. Các phương trình phản ứng của quá trình nitrit và nitrat hoá được biểu diễn như sau: NH4+ + 1,5O2 Nitrosomonas NO2- + H2O + 2H+ NO2- + 0,5O2 Nitrobacter NO3- NH4+ + 2O2 NO3- + H2O + 2H+ Quá trình nitrat hoá cần 4,57g ôxy cho 1g nitơ amôn. Các loại vi khuẩn Nitrosomonas và Nitrobacter là các loại vi khuẩn hiếu khí thích hợp với điều kiện nhiệt độ từ 20(30oC. Nitrit là hợp chất không bền, nó cũng có thể là sản phẩm của quá trình khử nitrat trong điều kiện yếm khí. Ngoài ra, nitrit còn có nguồn gốc từ nước thải quá trình công nghiệp điện hoá. Trong trạng thái cân bằng ở môi trường nước, nồng độ nitrit, nitrat thường rất thấp, nó thường nhỏ hơn 0,02 mg/l. Nếu nồng độ amoni, giá trị pH và nhiệt độ của nước cao, quá trình nitrit hoá diễn ra thuận lợi, và nồng độ của nó có thể đạt đến giá trị lớn. Trong quá trình xử lý nước, nitrit trong nước sẽ tăng lên đột ngột. Nitrat (NO3-) là dạng hợp chất vô cơ của nitơ có hoá trị cao nhất và có nguồn gốc chính từ nước thải sinh hoạt hoặc nước thải một số ngành công nghiệp thực phẩm, hoá chất,... chứa một lượng lớn các hợp chất nitơ. Khi vào sông hồ, chúng tiếp tục bị nitrat hoá, tạo thành nitrat. Nitrat hoá là giai đoạn cuối cùng của quá trình khoáng hoá các chất hữu cơ chứa nitơ. Nitrat trong nước thải chứng tỏ sự hoàn thiện của công trình xử lý nước thải bằng phương pháp sinh học. Mặt khác, quá trình nitrat hoá còn tạo nên sự tích luỹ ôxy trong hợp chất nitơ để cho các quá trình ôxy hoá sinh hoá các chất hữu cơ tiếp theo, khi lượng ôxy hoà tan trong nước rất ít hoặc bị hết. Khi thiếu ôxy và tồn tại nitrat hoá sẽ xảy ra quá trình ngược lại: tách ôxy khỏi nitrat và nitrit để sử dụng lại trong các quá trình ôxy hoá các chất hữu cơ khác. Quá trình này được thực hiện nhờ các vi khuẩn phản nitrat hoá (vi khuẩn yếm khí tuỳ tiện). Trong điều kiện không có ôxy tự do mà môi trường vẫn còn chất hữu cơ cácbon, một số loại vi khuẩn khử nitrat hoặc nitrit để lấy oxy cho quá trình ôxy hoá các chất hữu cơ. Quá trình khử nitrat được biểu diễn theo phương trình phản ứng sau đây: 4NO3- + 4H+ + 5Chữu cơ 5CO2 + 2N2 + 2H2O Trong quá trình phản nitrat hoá, 1g nitơ sẽ giải phóng 1,71g O2 (khử nitrit) và 2,85g O2 (khử nitrat). Tác hại của Nitơ trong nước thải Tác hại của Nitơ đối với sức khỏe cộng đồng Trên bình diện sức khoẻ Nitơ tồn tại trong nước thải có thể gây nên hiệu ứng về môi trường. Sự có mặt của Nitơ trong nước thải có thể gây ra nhiều ảnh hưởng xấu đến hệ sinh thái và sức khoẻ cộng đồng. Khi trong nước thải có nhiều Amôniăc có thể gây độc cho cá và hệ động vật thuỷ sinh, làm giảm lượng ôxy hoà tan trong nước. Khi hàm lượng nitơ trong nước cao cộng thêm hàm lượng phôtpho có thể gây phú dưỡng nguồn tiếp nhận làm nước có màu và mùi khó chịu đặc biệt là lượng ôxy hoà tan trong nước giảm mạnh gây ngạt cho cá và hệ sinh vật trong hồ. Khi xử lý nitơ trong nước thải không tốt, để hợp chất nitơ đi vào trong chuỗi thức ăn hay trong nước cấp có thể gây nên một số bệnh nguy hiểm. Nitrat tạo chứng thiếu Vitamin và có thể kết hợp với các amin để tạo thành các nitrosamin là nguyên nhân gây ung thư ở người cao tuổi. Trẻ sơ sinh đặc biệt nhạy cảm với nitrat lọt vào sữa mẹ, hoặc qua nước dùng để pha sữa. Khi lọt vào cơ thể, nitrat chuyển hóa thành nitrit nhờ vi khuẩn đường ruột. Ion nitrit còn nguy hiểm hơn nitrat đối với sức khỏe con người. Khi tác dụng với các amin hay alkyl cacbonat trong cơ thể người chúng có thể tạo thành các hợp chất chứa nitơ gây ung thư. Trong cơ thể Nitrit có thể ôxy hoá sắt II ngăn cản quá trình hình thành Hb làm giảm lượng ôxy trong máu có thể gây ngạt, nôn, khi nồng độ cao có thể dẫn đến tử vong. Tác hại của ô nhiễm Nitơ đối với môi trường Nitơ trong nước thải cao, chảy vào sông, hồ làm tăng hàm lượng chất dinh dưỡng. Do vậy nó gây ra sự phát triển mạnh mẽ của các loại thực vật phù du như rêu, tảo gây tình trạng thiếu oxy trong nước, phá vỡ chuỗi thức ăn, giảm chất lượng nước, phá hoại môi trường trong sạch của thủy vực, sản sinh nhiều chất độc trong nước như NH4+, H2S, CO2, CH4... tiêu diệt nhiều loại sinh vật có ích trong nước. Hiện tượng đó gọi là phú dưỡng nguồn nước Hiện nay, phú dưỡng thường gặp trong các hồ đô thị, các sông và kênh dẫn nước thải. Đặc biệt là tại khu vực Hà Nội, sông Sét, sông Lừ, sông Tô Lịch đều có màu xanh đen hoặc đen, có mùi hôi thối do thoát khí H2S. Hiện tượng này tác động tiêu cực tới hoạt động sống của dân cư đô thị, làm biến đổi hệ sinh thái của nước hồ, tăng thêm mức độ ô nhiễm không khí của khu dân cư Hình 2. Qúa trình phú dưỡng trong thủy vực nước mặt   Tác hại của Nitơ đối với quá trình xử lý nước Sự có mặt của Nitơ có thể gây cản trở cho các quá trình xử lý làm giảm hiệu quả làm việc của các công trình. Mặt khác nó có thể kết hợp với các loại hoá chất trong xử lý để tạo các phức hữu cơ gây độc cho con người. Với đặc tính như vậy việc xử lý Nitơ trong giai đoạn hiện nay đang là vấn đề đáng được nghiên cứu và ứng dụng.Vấn đề này đã được các nhà nghiên cứu, các học giả đi sâu tìm hiểu Các phương pháp xử lý Nitơ trong nước thải hiện nay Đã có nhiều phương pháp nhiều công trình xử lý nitơ trong nước thải được nghiên cứu và đưa vào vận hành trong đó có cả các phương pháp hoá học, sinh học, vật lý .. v v. Nhưng phần lớn chúng đều chưa đưa ra được một mô hình xử lý nitơ chuẩn để có thể áp dụng trên một phạm vi rộng. Dưới đây là bảng phân tích một cách tổng quan nhất về dạng và hiệu suất làm việc của các phương pháp xử lý nitơ trong nước thải đã được nghiên cứu và ứng dụng. Bảng 2. Các phương pháp xử lý nitơ trong nước thải         Các phương pháp xử lý  Hiệu suất xử lý nitơ ( % )  Hiệu suất xử lý %    Nitơ dạng hữu cơ  NH3 - NH4+  NO3-    Xử lý thông thường   Bậc I  10-20%  0  0  5-10%   Bậc II  15-50%  < 10%  Hiệu suất thấp  10-30%   Xử lý bằng phương pháp sinh học   Vi khuẩn hấp thụ Nitơ  0  40-70%  Hiệu suất thấp  30-70%   Quá trình khử nitrat  0  0  80-90%  70-95%   Thu hoạch tảo  Chủ yếu chuyển hoá thành NH3-NH4+  Thu hoạch sinh khối  Thu hoạch sinh khối  50-80%   Quá trình nitrat hoá  Xử lý có giói hạn  Chuyển hoá thành nitrat  0  5-20%   Hồ ôxyhóa  Chủ yếu chuyển hoá thành NH3-NH4+  Xử lý bởi quá trình làm thoáng  Tách bằng các quá trình nitrat và khử nitrat  20-90%   Các phương pháp hoá học   Châm clo  Kém ổn định  90-100%  0  80-95%   Đông tụ hoá học  50-70%  Hiệu suất thấp  Hiệu suất thấp  20-30%   Cacbon dính bám  30-50%  Hiệu suất thấp  Hiệu suất thấp  10-20%   Trao đổi iôn có chọn lọc với Amôni  Hiệu suất thấp,kém ổn định  80-97%  0  70-95%   Trao đổi iôn có chọn lọc với Nitrat  Hiệu suất thấp  Hiệu suất thấp  75-90%  70-90%   Các phương pháp vật lý   Lọc  30-95% N dạng cặn hữu cơ  Hiệu suất thấp  Hiệu suất thấp  20-40%   Làm thoáng  0  60-95%  0  50-90%   Kết tủa bằng đện cực  100% N dạng cặn hữu cơ  30-50%  30-50%  40-50%   Thẩm thấu ngược  60-90%  60-90%  60-90%  80-90%   Qua bảng phân tích và đánh giá hiệu quả xử lý nitơ, ta thấy việc xử lý nitơ bằng phương pháp sinh học cho hiệu quả rất cao. Cùng với việc ứng dụng phương pháp sinh học để khử nitơ trong nước thải, ta còn lưu ý đến các phương pháp khác như: hóa học (châm clo), vật lý (thổi khí), trao đổi ion...Theo thống kê các nhà máy ứng dụng các công nghệ để xử lý nitơ thì chi có 6/1200 nhà máy là sử dụng biện pháp thổi khí, 8/1200 nhà máy sử dụng biện pháp châm clo và duy nhất có 1 nhà máy là sử dụng biện pháp trao đổi ion. Sở dĩ những biện pháp này ít được dùng là do chi phí đầu tư lớn, thêm vào đó là sự phức tạp trong quá trình vận hành và bảo dưỡng. Các phương pháp chủ yếu là: Phương pháp sinh học: Các muối nitrat, nitrit tạo thành trong quá trình phân hủy hiếu khí sẽ được khử trong điều kiện thiếu khí (anoxic) trên cơ sở các phản ứng khử nitrat. Phương pháp hoá học và hoá lý: Vôi hoá nước thải đến pH = 10(11 để tạo thành NH4OH và thổi bay hơi trên các tháp làm lạnh. Phốt pho được lắng xuống nhờ các muối sắt, nhôm hoặc vôi. Tuy nhiên, trong đó, phương pháp sinh học lại có những ưu điểm nổi bật như; Hiệu suất khử nitơ rất cao Sự ổn định và đáng tin cậy của quá trình rất lớn Tương đối dễ vận hành, quản lý Diện tích đất yêu cầu nhỏ Chi phí đầu tư hợp lý, vừa phải Kết luận Với những tác động xấu của hàm lượng nitơ có trong nước thải sinh hoạt và khu công nghiệp đến sức khỏe con người cũng như môi trường, chúng ta nên xử lý nitơ xuống dươi tiêu chuẩn cho phép trước khi xả nước thải ra môi trường (sông, hồ...) Từ việc xem xét, đánh giá hiệu quả xử lý cũng như tổng quan các phương pháp xử lý nitơ trong nước thải, chúng tôi lựa chọn phương pháp sinh học để xử lý Xử lý nitơ trong nước thải bằng phương pháp sinh học Cơ sở lý thuyết các quá trình xử lý nitơ bằng phương pháp sinh học Trong quá trình xử lý nước thải bằng phương pháp sinh học hiếu khí, nitơ amôn sẽ được chuyển thành nitrit và nitrat nhờ các loại vi khuẩn Nitrosomonas và Nitrobacter. Khi môi trường thiếu ôxy, các loại vi khuẩn khử nitrat Denitrificans (dạng kỵ khí tuỳ tiện) sẽ tách ôxy của nitrát (NO3-) và nitrit (NO2-) để ôxy hoá chất hữu cơ. Nitơ phân tử N2 tạo thành trong quá trình này sẽ thoát ra khỏi nước. /   Hình 3. Qúa trình chuyển hóa Nitơ trong nước thải Quá trình chuyển NO3- ( NO2- ( NO ( N2O ( N2 với việc sử dụng mêtanol làm nguồn các bon được biểu diễn bằng các phương trình sau đây: Nitrat hóa Nitrat hoá là một quá trình tự dưỡng (năng lượng cho sự phát triển của vi khuẩn được lấy từ các hợp chất ôxy hoá của Nitơ, chủ yếu là Amôni. Ngược với các vi sinh vật dị dưỡng các vi khuẩn nitrat hoá sử dụng CO2 (dạng vô cơ) hơn là các nguồn các bon hữu cơ để tổng hợp sinh khối mới. Sinh khối của các vi khuẩn nitrat hoá tạo thành trên một đơn vị của quá trình trao đổi chất nhỏ hơn nhiều lần so với sinh khối tạo thành của quá trình dị dưỡng. Quá trình Nitrat hoá từ Nitơ Amôni được chia làm hai bước và có liên quan tới hai loại vi sinh vật , đó là vi khuẩn Nitơsomonas và Vi khuẩn Nitơbacteria. ở giai đoạn đầu tiên amôni được chuyển thành nitrit và ở bước thứ hai nitrit được chuyển thành nitrat Bước 1. NH4- + 1,5 O2 ( NO2- + 2H+ + H2O Bước 2. NO-2 + 0,5 O2 ( NO3- Các vi khuẩn Nitơsomonas và Vi khuẩn Nitơbacteria sử dụng năng lượng lấy từ các phản ứng trên để tự duy trì hoạt động sống và tổng hợp sinh khối. Có thể tổng hợp quá trình bằng phương trình sau : NH4- + 2 O2 ( NO3- + 2H+ + H2O (*) Cùng với quá trình thu năng lượng, một số iôn Amôni được đồng hoá vận chuyển vào trong các mô tế bào. Quá trình tổng hợp sinh khối có thể biểu diễn bằng phương trình sau : 4CO2 + HCO3- + NH+4 + H2O ( C5H7O2N + 5O2 C5H7O2N tạo thành được dùng để tổng hợp nên sinh khối mới cho tế bào vi khuẩn. Toàn bộ quá trình ôxy hoá và phản ứng tổng hợp được thể hiện qua phản ứng sau : NH4++1,83O2+1,98 HCO3- ( 0,021C5H7O2N + 0,98NO3-+1,041H2O+1,88H2CO3 Lượng ôxy cần thiết để ôxy hoá amôni thành nitrat cần 4,3 mg O2/ 1mg NH4+. Giá trị này gần bằng với giá trị 4,57 thường được sử dụng trong các công thức tính toán thiết kế. Giá trị 4,57 được xác định từ phản ứng (*) khi mà quá trình tổng hợp sinh khối tế bào không được xét đến. Khử nitrit và nitrat: Trong môi trường thiếu ôxy các loại vi khuẩn khử nitrit và nitrat Denitrificans (dạng kị khí tuỳ tiện) sẽ tách ôxy của nitrat (NO3-) và nitrit (NO2-) để ôxy hoá chất hữu cơ. Nitơ phân tử N2 tạo thành trong quá trình này sẽ thoát ra khỏi nước. + Khử nitrat : NO3- + 1,08 CH3OH + H+ ( 0,065 C5H7O2N + 0,47 N2 + 0,76CO2 + 2,44H2O + Khử nitrit : NO2- + 0,67 CH3OH + H+ ( 0,04 C5H7O2N + 0,48 N2 + 0,47CO2 + 1,7H2O Như vậy để khử nitơ công trình xử lý nước thải cần : Điều kiện yếm khí ( thiếu ôxy tự do ) Có nitrat (NO3- ) hoặc nitrit (NO2-) Có vi khuẩn kị khí tuỳ tiện khử nitrat; Có nguồn cácbon hữu cơ Nhiệt độ nước thải không thấp. Các dây chuyền và công trình xử lý nitơ trong nước thải Dây chuyền công nghệ xử lý nitơ Quá trình hậu phản (Post - denitrification) Nitrat hóa (Xử lý sinh học bậc 2) ( Phản nitrat(Xử lý bậc 3) / Hình 4. Sơ đồ dây chuyên xử lý Nitơ trong nước thải - Qúa trình hậu phản Quá trình tiền phản (Pre – denitrification) Khử nitrat (Oxi hóa hợp chất hữu cơ trong điều kiện kỵ khí) ( nitrat hóa (xử lý bậc 2) Hình 4. Sơ đồ dây chuyên xử lý Nitơ trong nước thải - Qúa trình hậu phản / Hình 5. Sơ đồ dây chuyên xử lý Nitơ trong nước thải - Qúa trình tiền phản Quá trình kết hợp 2 phương pháp trên bằng cách tráo đổi các quá trình nitrat hóa và phản nitrat / / / / Hình 6. Sơ đồ dây chuyên xử lý Nitơ trong nước thải – Kết hợp 2 quá trình tiền phản và hậu phản Một số dạng công trình kết hợp xử lý BOD/N Kênh ôxy hoá tuần hoàn / Hình 7. Sơ đồ dây chuyên xử lý Nitơ trong nước thải – Kênh oxi hóa tuần hoàn Kênh ôxy hoá tuần hoàn hoạt động theo nguyên lý thổi khí bùn hoạt tính kéo dài. Quá trình thổi khí đảm bảo cho việc khử BOD và ổn định bùn nhờ hô hấp nội bào. Vì vậy bùn hoạt tính dư ít gây hôi thối và khối lượng giảm đáng kể. Các chất hữu cơ trong công trình hầu như được ôxy hoá hoàn toàn, hiệu quả khử BOD đạt 85(95%. Trong vùng hiếu khí diễn ra quá trình ôxy hoá hiếu khí các chất hữu cơ và nitrat hoá. Trong vùng thiếu khí (hàm lượng ôxy hoà tan thường dưới 0,5 mg/l) diễn ra quá trình hô hấp kỵ khí và khử nitrat. Để khử N trong nước thải, người ta thường tạo điều kiện cho quá trình khử nitrat diễn ra trong công trình. Kênh ôxy hoá tuần hoàn hoạt động theo nguyên tắc của aerôten đẩy và các guồng quay được bố trí theo một chiều dài nhất định nên dễ tạo cho nó được các vùng hiếu khí (aerobic) và thiếu khí (anoxic) luân phiên thay đôỉ. Quá trình nitrat hoá và khử nitrat cũng được tuần tự thực hiện trong các vùng này Hiệu quả khử nitơ trong kênh ôxy hoá tuần hoàn có thể đạt từ 40(80% Aerôten hoạt động gián đoạn theo mẻ (hệ SBR) / Hình 7. Sơ đồ dây chuyên xử lý Nitơ trong nước thải – Bể SBR Các giai đoạn hoạt động diễn ra trong một ngăn bao gồm: làm đầy nước thải, thổi khí, để lắng tĩnh, xả nước thải và xả bùn dư. / Hình 8. Các giai đoạn hoạt động trong bể SBR Trong bước một, khi cho nước thải vào bể, nước thải được trộn với bùn hoạt tính lưu lại từ chu kỳ trước. Sau đấy hỗn hợp nước thải và bùn được sục khí ở bước hai với thời gian thổi khí đúng như thời gian yêu cầu. Quá trình diễn ra gần với điều kiện trộn hoàn toàn và các chất hữu cơ được ôxy hoá trong giai đoạn này. Bước thứ ba là quá trình lắng bùn trong điều kiện tĩnh. Sau đó nước trong nằm phía trên lớp bùn được xả ra khỏi bể. Bước cuối cùng là xả lượng bùn dư được hình thành trong quá trình thổi khí ra khỏi ngăn bể, các ngăn bể khác hoạt động lệch pha để đảm bảo cho việc cung cấp nước thải lên trạm XLNT liên tục. Công trình hoạt động gián đoạn, có chu kỳ. Các quá trình trộn nước thải với bùn, lắng bùn cặn,... diễn ra gần giống điều kiện lý tưởng nên hiệu quả xử lý nước thải cao. BOD của nước thải sau xử lý thường thấp hơn 20 mg/l, hàm lợng cặn lơ lửng từ 3 đến 25 mg/l và N-NH3 khoảng từ 0,3 đến 12 mg/l. Hệ thống aerôten hoạt động gián đoạn SBR có thể khử được nitơ và phốt pho sinh hoá do có thể điều chỉnh được các quá trình hiếu khí, thiếu khí và kỵ khí trong bể bằng việc thay đổi chế độ cung cấp ôxy Xử lý kết hợp nitơ và phốt pho Phốt pho xâm nhập vào nước có nguồn gốc từ nước thải đô thị, phân hoá học, cuốn trôi từ đất, nước mưa hoặc phốt pho trầm tích hoà tan trở lại Phốt pho trong nước thường tồn tại dưới dạng orthophotphat (PO43-,HPO42-, H2PO4-,H3PO4) hay polyphotphat [Na3(PO3)6] và phốt phát hữu cơ. Tất cả các dạng polyphotphat như pyrometaphotphat Na2(PO4)6, tripolyphotphat Na5P3O10, pyrophotphat Na4P2O7 đều chuyển hoá về dạng orthophotphat trong môi trường nước. Trong nước mưa, hàm lượng nitơ và phốt pho phụ thuộc vào lưu vực thoát nước, đặc điểm mặt phủ ... Bảng 3: Lượng nitơ và phốt pho theo nước mưa chảy vào sông, hồ, kg/ha.năm. Nguyên tố  Rừng  Nông nghiệp  Đô thị  Nước mưa   Nitơ  3 (1,3 -10,2)  5 (0,5-50)  5 (1-20)  24   Phốt pho  0,4 (0,01-0,9)  0,5 (0,1-5)  1 (0,1-10)  1 (0,05-5)   Hợp chất photpho tự nhiên không độc hại , chỉ có một số loại tổng hợp este trung tính của axit photphoric dùng làm hoá chất bảo vệ thực vật là có độc tính cao. Trong nước bị ô nhiễm, hàm lượng photpho (tính theo photphat) không lớn, khoảng 0,1 mg/l, chủ yếu dạng orthophotphat . Trong nước thải nồng độ photphat cao . Phốt pho là nguyên nhân chính gây ra bùng nổ tảo ở một số nguồn nước mặt , gây ra hiện tượng tái nhiễm bẩn và nước có màu, mùi khó chịu. Kết hợp xử lý Phốt pho và Nitơ trong nước thải bằng phương pháp sinh học Một trong những quá trình xử lý bằng phương pháp sinh học đang được phát triển đó là kết hợp xử lý cả nitơ và photpho. Bằng cách sử dụng bùn hoạt tính, các hợp chất trong các quá trình xử lý thiếu khí (anoxic), xử lý hiếu khí (aerobic), xử lý yếm khí (anaerobic) kết hợp hoặc riêng biệt để thực hiện quá trình khử nitơ và photpho. Ban đầu quá trình này được phát triển để khử Photpho, sau đó là kết hợp khử cả nitơ và photpho. Các công nghệ được sử dụng thông dụng nhất là: Quy trình A2/O Quy trình Bardenpho (5 bước) Quy trình UCT Quy trình VIP Kỹ thuật xử lý mẻ kế tiếp cũng có khả năng kết hợp khử Nitơ và Phốtpho Quy trình A2/O Quy trình này được cải tiến từ quy trình A/O và bổ sung thêm vùng cấp oxi để khử nitrat. Giai đoạn lưu trong quá trình thiếu khí xấp xỉ một giờ. Tại vùng anoxic (thiếu oxy), vi sinh vật lấy oxi từ nitrat (NO3-) và nitrit (NO22-), lượng nitrat và nitrit được bổ sung bởi hỗn hợp nước thải tuần hoàn từ sau vùng aerobic. Hàm lượng phótpho tập trung trong nước nước thải nhỏ hơn 2mg/l là có thể chấp nhận được với nước thải không có công đoạn lọc, và nhỏ hơn 1.5mg/l với nước thải sau lọc. / Hình 9. Quy trình A2/O Quy trình Bardenpho (5 giai đoạn) Từ bể Bardenpho 4 giai đoạn để xử lý Nitơ, bổ sung thêm 1 giai đoạn để kết hợp khử cả nitơ và photpho. Thêm giai đoạn thứ 5 là quá trình yếm khí anarobic để khử photpho lên đầu tiên của quy trình kết hợp khử nitơ, photpho. Sự sắp xếp các giai đoạn và cách tuần hoàn hỗn hợp nước thải sau các vùng cũng khác nhau và khác quy trình xử lý A2/O. Hệ thống 5 bước cung cấp các vùng anaerobic, anoxic, aerobic để khử cả Nitơ, Photpho và hợp chất hữu cơ. Vùng Anoxic (giai đoạn 2) để khử nitrat và được bổ sung nitrat từ bể aerobic (giai đoạn 3). Bể aerobic cuối cùng tách khí N2 ra khỏi nước và giảm hàm lượng Photpho xuống tối đa. Thời gian xử lý kéo dài hơn quy trình A2/O. Tổng thời gian lưu nước là 10-40ngày, tăng sinh khối của vi sinh vật / Hình 10. Quy trình Bardenpho (5 giai đoạn) Quy trình UCT Được sáng tạo tại trượng đại học Cape Town, giống quy trinh A2/O nhưng có 2 sự khác biệt. Thứ nhất, bùn hoạt tính được tuần hoàn đến bể Anoxic thay vì bể anaerobic. Thứ hai, xuất hiện vòng tuần hoàn từ bể anoxic đến anaerobic. Bùn hoạt tính đến bể anoxic, hàm lượng nitrat trong bể anaerobic sẽ bị loại bỏ, theo đó ta tách được photpho trong bể anaerobic. Bản chất của vòng tuần hoàn giữa các bể là cung cấp hợp chất hữu cơ đến bể anaerobic. Hợp chất từ bể anoxic bao gồm các hợp chất hữu cơ hòa tan (BOD) nhưng hàm lượng nitrat rất ít, tạo điều kiện tốt nhất để lên men kỵ khí trong bể anaerobic. Vào năm 1989, chưa có nhà máy nào tại Mỹ sử dụng quá trình này. / Hình 10. Quy trình UCT Quy trình VIP (Virginia Initiative Plant in Norfolk. Virginia) Quy trình này giống A2/O và UCT ngoại trừ cách tuần hoàn hỗn hợp nước thải giữa các bể. Bùn hoạt tính cùng với nước thải sau bể aerobic (đã khử nitrat) được đưa lại bể anoxic. Nước thải từ bể anoxic quay trở lại đầu vào của anaerobic. Trên cơ sở những dữ liệu kiểm tra được, xuất hiện một số hợp chất hữu cơ trong nước thải đầu vào, đảm bảo sự ổn đinh trong hoạt động của bể kỵ khí, làm giảm nhanh chóng lượng oxi theo yêu cầu. / Hình 10. Quy trình VIP So sánh ưu, nhược điểm của các quá trình kết hợp xử lý cả nitơ và photpho Bảng 4: So sánh ưu nhược điểm của các quá trình kết hợp xử lý nitơ và photpho Các quá trình  Ưu điểm  Nhược điểm   A2/O  Bùn thải có một hàm lượng tương đối cao phôtpho ( 3 – 5%) và là một nguồn phân bón giá trị Khả năng khử nitrat cao hơn so với dây chuyền A/O.  Hoạt động dưới điều kiện khí hậu lạnh thường không ổn định Phức tạp hơn so với công nghệ A/O   Bardenpho  Tạo ra ít bùn thải nhất trong hệ thống các phương pháp xử lý phốtpho hiện thời. Bùn thải có một hàm lượng tương đối cao phôtpho và là một nguồn phân bón giá trị. Có khả năng giảm thiểu tổng lượng nitơ tới mức thấp, tốt hơn so với đa số các phương pháp khác. Độ kiềm được khôi phục cho hệ thống.Vì vậy có thể tiết kiệm lượng hoá chất tiêu thụ Được sử dụng rộng rãi ở Nam Phi và những nơi có điều kiệnvề tài chính  Với nhiều vòng tuần hoàn, cần phải tính toán thêm công suất của bơm và các yêu cầu về vấn đề bảo dưỡng. Mới chỉ được thí nghiệm chủ yếu ở Mỹ. Những yêu cầu cho hoá chất phụ trợ thường không ổn định. Yêu cầu khối tích lớn hơn so với quá trình A2/O.   UCT  Luân chuyển các vùng Anoxic để loại bỏ quá trình tái hợp của Nitrat và cung cấp môi trường tách phôtpho tốt hơn trong các vùng Anaerobic. Dung tích ngăn phản ứng nhỏ hẹp hơn so với quá trình Bardenpho.  Chưa có những công trình thực tế tại Mỹ. Ảnh hưởng của nhiệt độ đến hiệu suất quá trình vẫn chưa được chuẩn hoá. Tỷ suất BODF yêu cầu cao Những yêu cầu đối với hoá chất phụ trợ không ổn định Tuần hoàn nội vi rộng làm tăng điện năng tiêu thụ của máy bơm và các yêu cầu vận hành bảo dưỡng.   VIP  Tuần hoàn nitrat qua vùng anoxic để giảm lượng ôxy yêu cầu và lượng kiềm tiêu thụ. Luân phiên nước thải từ vùng anoxic sang vùng anaerobic để giảm lượng nitrat trong vùng hiếu khí. Có thể áp dụng để xử lý Nitơ tạm thời hoặc phốt pho quanh năm  Tuần hoàn nội vi rộng làm tăng điện năng tiêu thụ của máy bơm và các yêu cầu vận hành bảo dưỡng. Chỉ mới được áp dụng hạn chế tại Mỹ Nhiệt độ thấp làm giảm khả năng tách Nitơ .   Kết luận Sử dụng phương pháp sinh học thông thường để xử lý nitơ cần phải bổ sung nguồn các bon, cung cấp lượng lớn khí oxi cho quá trình nitrat hóa và duy trì được vi khuẩn kỵ khí tùy tiện. Trong chu trình chuyển hóa nitơ amôn thành nitơ phân tử khí ta thấy có quá trình nitơ amôn kết hợp với nitrit để chuyển hóa thành nitơ phân tử. Đó cũng là nguyên nhân và động lực để tìm ra một phương pháp xử lý mới có hiệu suất cao, dễ làm và chi phí thấp. Chính là quá trình xử lý bằng Anammox. Nghiên cứu phương pháp xử lý Nitơ trong nước thải bằng quá trình Anammox Từ những năm 1980 và 1990 người ta đã thấy rằng ngoài phương pháp xử lý sinh học kết hợp hai quá trình nitrat hoá và khử nitrat hoá có thể loại bỏ được amôni ra khỏi nguồn thải mà còn tồn tại một loại vi khuẩn có khả năng ôxy hoá amôni thành dạng khí N2 sử dụng nitrit được hình thành từ quá trình xử lý thay thế cho việc phải sử dụng ôxy cấp từ nguồn bên ngoài vào.Các nhà khoa học Hà Lan và Đức đã nghiên cứu và phát hiện ra loại vi khuẩn này thuộc chủng Planctomyce - tales gồm hai dạng chính là : Brocadia anammoxidans và Kuene-nia stuttgartiensis Một số nghiên cứu đã chỉ ra rằng trong hệ thống các lớp siêu mỏng của lớp màng biofilm được hình thành thì trên đó có sự phân bố ôxy theo những đường dốc. Các lớp phía trên là những lớp giàu ôxy trong khi các lớp ở phía dưới cùng nằm trong trạng thái kị khí. Ta giả thiết rằng những vi sinh vật chúng ta đang tìm kiếm cư trú ở những lớp thấp nhất của màng biofilm. Sử dụng đầu dò gen đặc biệt và công nghệ FISH (Flourescence In Situ – Hybridization) chúng ta có thê xác nhận sự có mặt của vi khuẩn thuộc chủng Planctomycetes . Sử dụng kỹ thuật sinh học phân tử và những thí nghiệm sinh lý học khác chúng ta có thể kết luận rằng chính vi khuẩn Kuene- nia stuttgartiensis đã ôxy hoá amôni thành N2 trong điều kiện kị khí. Quá trình này vì vậy được gọi là quá trình ôxy hoá amôni trong điều kiện kị khí (Anaerobic Ammonia Oxidation) hay còn gọi là ANAMMOX. Cơ chế quá trình Quá trình ANAMMOX là quá trình ôxy hoá amôni trong điều kiện kị khí thành nitơ bởi các vi khuẩn anammox. Trong quá trình Anammox amôni cùng với nitrit được chuyển đổi dưới điều kiện kị khí tới N2 cung cấp hơi đốt và một lượng nhỏ nitrat theo phương trình phản ứng sau: NH3 + 1,32 NO2- + H+ ( 1,02N2 + 0,26 NO3- + 2H2O Để loại bỏ nitơ amôn từ nước thải sử dụng vi khuẩn anammox một phần nitơ amôn thích hợp được sử dụng để sản sinh ra lượng nitrit NO2- theo phương trình phản ứng sau : NH4+ + 1,5O2 +2HCO3- ( NO2- + 2CO2 + 3H2O Trong thực tế để thực hiện thành công quá trình anammox thì bắt buộc phải thực hiện trước một bước quá trình aerobic để oxy hoá amôn thành nitrit. Quá trình này còn gọi là quá trình nitrit hoá bộ phận. Tiếp theo NO2- như một chất nhận điện tử sẽ tiếp tục phản ứng với amôni còn lại để tạo thành N2. Quá trình này được gọi là quá trình anammox. Tổng hợp ta có quá trình nitrit hoá bộ phận/anammox. Quá trình này diễn ra trong hai giai đoạn: . Sự ôxy hoá amôni trong điều kiện hiếu khí ở giai đoạn I nhờ các vi khuẩn nitrit hoá. . Quá trình anammox được thực hiện trong điều kiện hiếu khí ở giai đoạn II nhờ các vi khuẩn anammox. Như vậy cả hai loại vi khuẩn này đều có thể song song tồn tại trong cùng một khu vực dựa vào lượng ôxy và lượng ôxy tự do theo chiều sâu của lớp màng sinh học biofilm. Amôniắc sẽ được ôxy hoá dưới điều kiện giới hạn về ôxy để tạo ra một lượng nitrit thích hợp. Lượng nitrit này sẽ kết hợp với lượng amôniắc còn lại để tạo thành N2 bởi các vi khuẩn anammox. Kết hợp hai quá trình theo phản ứng sau : NH4+ + 0,85 O2 ( 0,435 N2 + 0,13 NO3- + 1,3 H2O + 1,4 H+ Công nghệ dựa trên quá trình này có thể áp dụng để nghiên cứu xử lý nước thải giàu amôni của nước thải thu gom trên bề mặt của các quá trình xử lý sinh hóa bùn đặc. Trong khi hyđrô cacbonat và amôn là những iôn dễ bị ảnh hưởng bởi các quá trình tích nạp điện tích trên bề mặt do chúng đều trải qua những sự biến đổi trong thời gian nitrit hoá bộ phận và anammox. Vì vậy chúng ta có thể sử dụng những phương pháp đo dẫn điện như một tham số để đi theo quá trình loại bỏ nitơ. Mục tiêu là sử dụng chúng ước lượng tính dẫn điện như một tham số đơn giản để theo dõi quá trình nitrit hoá và anammox trong hệ thống xử lý một hoặc hai giai đoạn. Phương pháp thí nghiệm Nguyên vật liệu và phương pháp Bùn hoạt hoá vi khuẩn nitrit hoá trong điều kiện ôxy hoá sử dụng môi trường nhân tạo. Môi trường nhân tạo được sử dụng là môi trường tổng hợp chứa đựng peptôn, thịt rút, NaHCO3 , MgSO4 , CaCl2 , NaCl và KCl. Sau 6 tháng nuôi cấy bùn giống sẽ được lấy ra để làm thí nghiệm. Dòng vào được chuẩn bị bằng cách hoà tan 47,1 - 471mg (NH4)2SO4 và 13,6g KH2PO4 vào trong nước máy. Vật liệu mang. Giá thể vi sinh là sợi Acrylin chuyên dụng có đặc tính nhẹ dạng sợi xù xì để tăng độ bám cho màng vi sinh vật, đường kính 2mm , kết nối với nhau thành dạng lưới do công ty Biofix , Net Co, Ltd sản xuất. / Hình 11: Vật liệu mang Acrylin Vật liệu này có thể tạo chiều dài dính bám tương đương 23,324 m/m3 và diện tích bề mặt 165 m2/m3 cho phép tạo khả năng giữ một lượng bùn đặc cao cho hiệu suất xử lý tốt hơn các vật liệu khác. Thiết bị thí nghiệm Mô hình Anammox được tiến hành trong bể phản ứng dạng hình hộp làm bằng nhựa tổng hợp trong suốt dung tích 5,43 l. / Hình 12: Thiết bị thí nghiệm   Fig.3. Schematic diagram of reactor system (1) Influent tank (2) NaHCO3 solution (3) pH controller (4) Bicarbonate pump (5) Influent pump (6) Air-flow meter (7) Reactor (8) Air pump (9) Heater (10) Effluent   Hình 13: Sơ đồ mô hình Anammox Sử dụng 60 g vật liệu mang. Không khí được cấp ở đáy tại trung tâm với luồng gió là 0,7 - 1 l/phút. Tác dụng của dòng không khí là xáo trộn dòng chảy trong bể phản ứng Các thiết bị phụ trợ : . Thiết bị điều chỉnh pH . Thiết bị điều chỉnh nhiệt độ theo những mức đã đặt sẵn. Tiến hành thí nghiệm: 15 g bùn đã được hoạt hoá vi khuẩn nitrit hoá được đưa vào mô hình. Quá trình thổi khí để xáo trộn dòng chảy tạo điều kiện tiếp xúc giữa nước mẫu và khối giá thể. Sau 4h bùn đã được dính bám tốt và phân bố đều trên toàn bộ bề mặt khối vật liệu mang. Sự thích nghi với điều kiện môi trường của bùn giống được tuân theo quy luật bậc thang với sự tăng tải lượng lưu lượng đầu vào từ 0,04 tới 0,37 kgN/m3/ngày. Quá trình thí nghiệm Sử dụng bùn hoạt tính đã được hoạt hóa nitrit đã thích hợp với điều kiện môi trường và chất tổng hợp nitrit hoá. Gắn và giữ cố định các giá thể phản ứng dưới những điều kiện vận hành khác nhau. Quá trình thí nghiệm có thể được mô tả theo sơ đồ sau. / Hình 14: Quá trình thí nghiệm Những điều kiện vận hành cho quá trình xử lý nitrit hoá bộ phận Bảng 5: Điều kiện vận hành của quá trình xử lý nitrit Run  I  II  III   Nhiệt độ  27oC  30oC  35oC   pH  6.0 6.5 7.0 7.5  6.0 6.5 7.0 7.5  6.0 6.5 7.0 7.5 7.6 7.7 7.8 7.9   Phương pháp phân tích Sự tập trung ôxy hoà tan được đo bởi thiết bị đo 782 Oxygen Meter (Strathkelvin Instrument, UK). Nitơ Amôn được xác định bởi phương pháp Indophenol và được đo bằng thiết bị ảnh phổ kế U – 2010. Nitơ tồn tại ở dạng NO2- và NO3- được phân tích bởi thiết bị phân tích iôn TOALA – 100. Mẫu bùn đặc trong mô hình thí nghiệm được lấy ra để phân tích kết hợp các loại vi khuẩn. Các mẫu ADN sẽ được giải mã khuếch đại, lắp ghép và tím kiếm những mẫu tương thích. Những phân tích ADN và phân tích quang hoá quan sát và quét dưới kính hiển vi đồng cự được tiến hành theo chuẩn của Fujii. Kết quả và đánh giá Quá trình Nitrit hoá cục bộ Những thay đổi của nồng độ nitơ tập trung trong nước thải dòng ra trong những điều kiện khác nhau của quy trình thí nghiệm được thể hiện trong đồ thị. NO3-N NO2-N NH4-N   Hình 15: Biểu đồ thể hiện sự thay đổi của Nitơ tập trung theo các điều kiện thí nghiệm Dưới điều kiện pH = 6 -7,5 tại nhiệt độ 35 oC các thí nghiệm trong điều kiện III thấy rằng lượng N tồn tại ở dạng amôni và nitrit được tìm thấy nhưng nitơ dạng nitrat thì không có. Tỷ lệ N dạng NO2- sẽ tăng lên khi pH vượt qua ngưỡng 7,25 ở giá trị 35oC. Tỷ lệ N dạng NH4 + và NO2- của dòng ra sẽ cùng ở một mức khi giá trị pH đạt mức từ 7,5 – 7,7 và nhiệt độ ở mức 35oC. Những kết quả thí nghiệm dưới điều kiện pH = 7,8 , t = 35 oC thường không ổn định vì thế không được thể hiện trên biểu đồ. Nitơ trong nước thải của dòng ra trong điều kiện pH = 7,9 hoàn toàn ở dạng Nitrit và đạt tới quá trình nitrit hoá hoàn toàn. Định hướng chung là N dạng NO2- được phát hiện trong mẫu nước thải dòng ra khi pH > 7 trong mọi trường hợp. Kết quả này chỉ ra rằng hoạt động của các vi khuẩn ôxy hoá nitrit bị ngăn cản dưới điều kiện kiềm. Có thê kết luận rằng quá trình nitrit hoá từng phần là pH = 7,5 - 7,7 ở nhiệt độ 35oC. Ảnh hưởng của nồng độ NH3 đến quá trình nitrit hoá. Thống kê được rằng tải lượng NH3 từ 0,1 - 10 mg/l sẽ ngăn cản hoạt động của các vi khuẩn ôxy hoá nitrit. Khi NH3 có giá trị từ 10 - 150 mg/l sẽ ngăn cản hoạt động của các vi khuẩn ôxy hoá amôni. Độ tập trung NH3 được tính theo tổng nitơ amôni TAN ( Total Amonium Nitrogen ) NH3 tự do = .TAN. Sử dụng công thức này độ tập trung NH3 trong các phản ứng nitrit hoá được tính toán cho mỗi điều kiện vận hành khác nhau. Kết quả được thể hiện như sau: Nếu độ tập trung NH3 nhỏ hơn 1,5 mg/l và giá trị pH từ 6 - 7 sẽ ngăn cản quá trình amôni hoá và không tạo thành NO2-. Khi NH3 từ 2 - 3 mg/l và giá trị pH = 7,3 thì các thử nghiệm trong điều kiện I và II và pH = 7,25 với thử nghiệm III được xem như có tác động ngăn cản các hoạt động của vi khuẩn ôxy hoá nitrit. Khi NH3 > 6,5 mg/l cùng với điều kiện pH từ 7,8 tới 7,9 thì thử nghiệm trong điều kiện III cũng có dấu hiệu ngăn cản hoạt động của vi khuẩn ôxy hoá nitrit và toàn bộ nitrit được hình thành sẽ vẫn nằm lại trong nước. Như vậy, kết luận rằng cường độ NH3 tập trung trong bể phản ứng nên nằm trong khoảng 4 -6,5 mg/l để quá trình xử lý nitrít hoá từng phần có thể diễn ra. Kiểm tra độ ổn định lâu dài của quá trình. Dưới những điều kiện xác định của quá trình nitrit hóa bộ phận, tải lượng Nitơ dạng amôni dòng vào được cố định ở mức 100mg/l , thời gian thí nghiệm HRT = 6h. Sự thay đổi tải lượng Nitơ trong 40 ngày thí nghiệm được thể hiện trên biểu đồ   Hình 16: Diễn biến quá trình chuyển hóa nitơ trong SNAP Quá trình nitrit hóa được hình thành sau 20 ngày thí nghiệm. Nhưng lượng Nitơ dạng amôni và dạng nitrit giảm dần theo thời gian. Sau 30 ngày thấy rằng bên cạnh việc loại bỏ đồng thời cả amôni và nitrit có sự hình thành một lượng nhỏ nitrat. Cùng với nó là hiện tượng bùn chuyển sang màu đỏ. Người ta lấy dấu hiệu này để kết luận quá trình loại bỏ nitơ trong bể phản ứng có diễn ra theo quá trình Anammox hay không. Những điều kiện sống của vi khuẩn anammox được tạo ra bên trong các khối giá thể bùn được gắn cố định trong suốt quy trình thí nghiệm. Các điều kiện yếm khí được tạo ra bởi quá trình tiêu thụ ôxy hòa tan của các vi khuẩn ôxy hóa amôni cư trú trên bề mặt của khối vật liệu mang. Nguồn thức ăn của vi khuẩn Anammox được lấy từ nước máy khi chuẩn bị dòng vào. Giả thiết các vi khuẩn ôxy hóa amôni và anammox cùng tồn tại song song trên các giá thể bùn trong suốt quá trình thí nghiệm. Người ta gọi đây là quá trình loại bỏ nitơ theo trạng thái đơn sử dụng Anammox và quá trình nitrit hóa bộ phận. Còn gọi là quá trình SNAP. SNAP : Single stage Nitrogen removal using the Anammox and Partial Nitritatio Những thí nghiệm liên tục được tiến hành trong một thời gian dài để làm sáng tỏ những đặc trưng trong khả năng loại bỏ nitơ của Quá trình SNAP. Những thay đổi hàng ngày về tỷ lệ nitơ được loại bỏ được biểu diễn theo đồ thị dưới đây.   Hình 17: Sơ đồ quá trình SNAP Sau 40 ngày tiến hành thí nghiệm 70 % NH 4+- N được loại bỏ khỏi nguồn thải dòng vào với nồng độ ban đầu là 100 mg/l và thời gian phản ứng trong 5h. Khi nồng độ dòng vào tăng lên 125 mg/l thì sự gia tăng đột ngột làm cho hiệu suất loại bỏ Nitơ giảm xuống tới 40 - 50 %. Kết quả này cho thấy rằng AOB (Amonium Oxidizing Bacteria) không có khả năng phản ứng nhanh nhạy với những thay đổi đột ngột về tải lượng NH 4+- N đầu vào. Do đó giá trị nồng độ NH 4+- N đầu vào được xác định là 100 mg/l và 6 h phản ứng là những giá trị ổn định nhất cho quá trình SNAP. Hiệu suất loại bỏ Nitơ được tăng thêm 60 - 80% khi giảm tải lượng NH4- N đầu vào. Lượng Nitơ tính theo NH 4+ - N đầu ra dao động từ 5 - 40 mg/l , lượng NO-2 - N thì luôn luôn đạt giá trị nhỏ hơn 5 mg/l. Hàm lượng NO-3 - N thì ở mức 10 - 15 mg/l là những kết quả thu được trong quá trình SNAP so sánh với giá trị 5 mg/l trong quá trình nitrit hoá từng phần. Những kết quả này chỉ ra rằng những phản ứng anammox chắc chắn xảy ra và bước giới hạn tỷ lệ của quá trình SNAP là quá trình ôxy hoá Amôniắc. /   Hình 18 : Đồ thị thể hiện sự thay đổi về hiệu suất loại bỏ nitơ trong quá trình SNAP Độ ôxy hoà tan DO trong bể phăn ứng đạt giá trị từ 2 - 3 mg/l trong suốt quá trình thí nghiệm. pH dòng vào đạt giá trị 7,25 và pH dòng ra tăng lên từ 7,7 tới 8,0. Những kết quả này cho thấy việc thiết lập những giá trị pH cao hơn hoặc thấp hơn bằng thiết bị điều chỉnh pH sẽ rất thuận lợi để đạt được quá trình SNAP diễn ra thích hợp nhất. Sơ đồ hoá quá trình Single System Nitrogen Removal Anammox Plants. /   Hình 19: Sơ đồ hóa quá trình SNAP trong bể phản ứng Các kết quả thí nghiệm được thể hiện trong đồ thị sau : /   Hình 20: Đồ thị quá trình diễn biến khử nitơ So sánh với qúa trình xử lý thông thường So sánh với các quá trình xử lý sinh học truyền thống công nghệ mới xử lý Nitơ trong nước thải bằng phương pháp Anammox có những ưu điểm sau : Hình 22: So sánh sơ đồ công nghệ khử nitơ bằng phương pháp thông thường và Anammox   Lượng ôxy cung cấp có thể giảm tới 60% đồng nghĩa với việc giảm năng lượng cần để cung cấp ôxy cho quá trình sinh hoá. Quá trình anammox không yêu cầu nguồn các bon hữu cơ. Trái ngược với quá trình Nitrification /Denitrification khi phải cung cấp nguồn cacbon hữu cơ ( metanol ) để làm tác nhân cho quá trình sinh hoá Các vi khuẩn Anammox tạo ra ít sinh khối hơn do đó giảm được lượng bùn xử lý. Quá trình Anammox không những sử dụng ít năng lượng và các nguồn hoá chất phụ trợ khác mà còn có giá thành thấp hơn so với phương pháp xử lý sử dụng kết hợp hai quá trình nitrat hoá và khử nitrat hoá thông thường. Kết luận Trong các phương pháp xử lý nitơ, thì xử lý nitơ bằng phương pháp sinh học cho hiệu suất khử nitơ cao từ 70-95% lượng nitơ trong nước thải. Quá trình xử lý ổn định, đáng tin cậy. Các công trình sử dụng cũng dễ vận hành và quản lý, diện tích đất yêu cầu nhỏ, chi phí đầu tư hợp lý Bên cạnh quá trình khử nitơ bằng phương pháp thông thường là nitrat hóa và phản nitrat thì quá trình Anammox (Anaerobic Ammonia Oxidation) cho hiệu suất xử lý cao hơn với nhiều ưu điểm nổi trội nhất là giảm được lượng bùn xử lý và lượng oxi cung cấp cho quá trình xử lý. Với những tác hại do nitơ trong nước thải đem đến cho sức khỏe con người và cho môi trường, việc tìm ra các biện pháp xử lý cho hiệu quả cao, ít tốn kém đồng thời đảm bảo sự phát triển bền vững, dùng chính những yếu tố sinh thái trong tự nhiên để xử lý là vô cùng cần thiết. Chúng ta cần nghiên cứu để phát triển và hoàn thiện hơn nữa các quá trình xử lý này, đảm bảo sự ổn đinh của môi trường sống. Các tài liệu tham khảo Trần Đức Hạ, Đỗ Văn Hải Cơ sở hóa học quá trình xử lý nước cấp và nước thải. Nhà xuất bản Khoa học và Kỹ thuật , Hà Nội,2002. Hoàng Huệ, Trần Đức Hạ Thoát nước .Tập 2: Xử lý nước thải NXB Khoa học và Kỹ thuật, Hà Nội,2002. Trịnh Xuân Lai Tính toán thiết kế các công trình xử lý nước thải NXB Xây Dựng , 2000. Trần Hiếu Nhuệ, Lâm Minh Triết Xử lý nước thải Trường Đại Học Xây Dựng, 1978. Trần Hiếu Nhuệ, Trần Đức Hạ,Lê Thị Hiền Thảo. Các quá trình sinh học trong các công trình cấp thoát nước NXB Khoa Học và Kỹ Thuật , Hà Nội , 1995. Melcalf and Eddy Inc Wastewater Engineering : Treatment ,Disposal and Reuse , 4th edition Veestra Ir.S Wastewater Treatment. ZHE – DELF , 1995.