Đồ án Nghiên cứu xử lý ammonium bằng vi sinh vật nitrosomonas có giá thể

và lượng kiềm là để trung hoà ion H+ trong quá trình oxy hoá sẽ tạo điều kiện thuận lợi cho quá trình nitrat hoá. Về mặt lý thuyết, vi khuẩn cần lượng oxi là 4,6mgO2/1mg N – NH4+ để oxi hoá ammonium đến nitrat Mặc dù chúng là hiếu khí bắt buộc, ái lực đối với oxy của chúng vẫn thấp hơn vi khuẩn dị dưỡng hiếu khí, pH tối ưu để cho tăng trưởng của Nitrobacter trong khoảng 7,2 – 7,8. Sự tạo thành axit của quá trình nitrat hoá có thể gây vấn đề cho khả năng đệm kém của nước thải. Mặc dù các vi khuẩn tự dưỡng nitrat hoá có rất nhiều trong tự nhiên, sự nitrat hoá cũng có thể thực hiện được bởi vi khuẩn dị dưỡng (như Anthrobacter) và nấm (như Aspergillus). Những vi sinh này sử dụng nguồn cacbon hữu cơ và oxy hoá ammonium đến nitrat. Tuy nhiên, sự nitrat hoá dị dưỡng thì chậm hơn nhiều so với nitrat hoá tự dưỡng. III.1.2.4.1. VI SINH VẬT CỦA QUÁ TRÌNH NITRAT HOÁ. Sự nitrat hoá là sự chuyển hoá ammonium thành nitrat bởi hoạt động của vi sinh vật. Quá trình này được thực hiện bởi 2 loại vi sinh vật: Chuyển hoá ammonium thành nitrit: Nitrosomonas (N.europasa, N.oligocarbogenes) oxy hoá ammonium thành nitrit thông qua hydroxylamin NH2OH. Một số vi sinh vật khác oxy hoá NH4 là Nitrosopira, Nitrosococcus, và Nitrosolobus. 2NH + O2 = 2NH2OH + 2H+ [13] NH4+ + 1,5 O2 = NO2- + H2O + 2H+ + 275KJ/ [13} Vi khuẩn nitrit hoá Nitrosomonas là vi khuẩn tự dưỡng hoá năng, có hình cầu hoặc hình bầu dục ngắn. Chúng thuộc loại vi khuẩn gram âm (-), không sinh bào tử. Chúng có tiêm mao dài nên chuyển động được. Vi khuẩn Nitrosomonas phát triển thích hợp nhất ở pH từ 6,0 – 9,0, và ở nhiệt độ 20 – 30 oC. Vi khuẩn Nitrosomonas europaea là một vi khuẩn sống nhờ khí ammoniac vì nó sử dụng ammoniac như là nguồn dự trữ cho cuộc sống và sự phát triển của chúng. Năng lương tạo ra những lớp màng (dài, với những ống nhỏ bên trong tế bào) sử dụng các electron từ nguyên tử nito của khí ammoniac để tạo ra năng lượng. Ơû hình trên là quá trình di chuyển của các electron được quan sát dưới kính hiển vi, ở đây chúng ta có thể thấy được một trong những tế bào của con vi khuẩn. vùng trong suốt , gần trên đầu hình phía bên trái là vùng giao tiếp của một trong số các con vi khuẩn. Những đường tối xoay quanh phía bên trong tế bào chính là năng lượng tạo ra các màng hấp thụ khí ammoniac. Tế bào phía bên phải khá đen hơn nhiều, vì vậy nhìn nó thấy tối và ít thấy rõ được cấu trúc bên trong. Vi khuẩn Nitrosomonas europaea có thể hấp thụ khí cacbon cần thiết cho sự phát triển bằng cách lấy chúng từ môi trường trong một chu trình xử lý gọi là “ sự ngưng tụ cacbon”. Vi khuẩn này chứa “carboxysomes”( là những chấm tối có thể thấy lác dác trong tế bào) có chứa các enzim sử dụng để chuyển cacbon dioxit cho cacbon tế bào. Bạn có thể nhớ lại rằng cây cũng có thể chuyển hóa cacbon, chúng có thể chuyển cacbon dioxit thành đường, sử dụng năng lượng từ sự quang hợp, và vi khuẩn Nitrosomonas này cũng có thể chuyển hóa cacbon, nhưng thay vì hô hấp để tạo ra năng lượng, nó lại sử dụng năng lượng từ việc đốt cháy khí ammoniac với oxy. Vi khuẩn Nitrosomonas này phải hấp thụ số lượng lớn khí ammoniac trước khi chúng phân chia, và việc phân chia tế bào sẽ tốn một số ngày. Vi khuẩn này không thích phơi dưới ánh sáng , vì vậy nó sẽ phủ lên mình chất nhờn và chuyển hóa thành dạng đất. Nitrosospira : vi khuẩn Nitrosospira có tế bào hình xoắn. Vi khuẩn Nitrosospira thuộc loại vi khuẩn gram âm. Vi khuẩn Nitrosospira có thể di động được hoặc không di động được, chu mao. Vi khuẩn Nitrosospira thuộc loại vi khuẩn tự dưỡng hóa năng bắt buộc, hiếu khí bắt buộc, nhiệt độ thích hợp để vi khuẩn Nitrosospira phát triển được là 15 – 30oC, pH thích hợp là 6.5 – 8.5. Vi khuẩn Nitrosospira phát triển ở nước ngọt, nó không cần sử dụng các chất sinh trưởng hữu cơ. Nitrosococcus : vi khuẩn Nitrosococcus có tế bào hình cầu. Vi khuẩn Nitrosococcus thuộc loại vi khuẩn gram âm, di động hoặc không di động. Vi khuẩn Nitrosococcus có thể đứng riêng rẽ, thành đôi hoặc thành bốn tế bào. Vi khuẩn Nitrosococcus là vi khuẩn tự dưỡng hóa năng bắt buộc. Vi khuẩn Nitrosococcus có thể phát triển ở nước ngọt hay ở nước mặn giàu amon và muối vô cơ, vi khuẩn Nitrosococcus không cần sử dụng các chất sinh trưởng hữu cơ. Nhiệt độ thích hợp cho vi khuẩn Nitrosococcus phát triển tốt là 2 – 30oC, pH thích hợp là 6.0 – 8.0. Nitrosolobus : vi khuẩn Nitrosolobus có tế bào đa hình thái, có khi có thùy, phân cắt theo phương pháp co thắt lại. Vi khuẩn Nitrosolobus là nhóm vi khuẩn gram âm, di động, chu mao, tế bào của vi khuẩn Nitrosolobus bị ngăn cách ra do sự lõm vào của màng nguyên sinh chất. Vi khuẩn Nitrosolobus là vi khuẩn tự dưỡng hóa năng bắt buộc, hiếu khí bắt buộc, không cần chất sinh trưởng hữu cơ. Nhiệt độ thích hợp nhất để vi khuẩn Nitrosolobus phát triển được là 15 – 30oC, pH thích hợp là 6.0 – 8.2. Lượng chứa G+X trong AND là vào khoảng 53.6 - 55.1% phân tử Chuyển hoá nitrit thành nitrat: gồm các NOB (vi khuẩn oxy hoá nitrit) Nitrobacter (N.agilis, N.winogradski), và một số chi khác như Nitrococcus, và Nitrospira được phát hiện thêm sau này (Suwa et al., 1994; Schramm et al., 1998;). NO2- + 5O2 = NO3- + 75KJ. Nitrobacter : tế bào hình que ngắn thường có hình cái nêm hay hình quả lê. Vi khuẩn Nitrobacter sinh sản theo kiểu nẩy chồi. Vi khuẩn Nitrobacter thường không di động. Vi khuẩn Nitrobacter là vi khuẩn Gram âm. Một số tự dưỡng hóa năng bắt buộc, một số có thể dị dưỡng, hiếu khí bắt buộc. Giới hạn nhiệt độ phát triển được là 5 – 40oC, pH thích hợp là 6.5 – 8.5. Nitrospina : tế bào hình que thẳng, mảnh dẻ, có thể có hình cầu. Gram âm, không di động. Tự dưỡng hóa năng bắt buộc. Không đòi hỏi các chất kích thích sinh trưởng hữu cơ. Hiếu khí bắt buộc. Giới hạn nhiệt độ phát triển được là 20 – 30oC, pH thích hợp là 7.0 – 8.0. Nitrococcus : tế bào hình cầu, kích thước khoảng 1.5 µm. gram âm .di động nhờ 1 hoặc 2 tiên mao ở chỗ gần tận cùng. Tự dưỡng hóa năng bắt buộc. Không đòi hỏi các chất sinh trưởng hữu cơ. Giới hạn nhiệt độ phát triển được là 15 – 30oC, pH thích hợp là 6.8 – 8.0. Lượng chứa G+X trong AND là vào khoảng 61.2% phân tử. Giữa các AOB và NOB có những khác biệt về điều kiện tăng trưởng, cho phép điều khiển chọn lọc sự cạnh tranh ưu thế của chúng. Ví dụ, tốc độ sinh trưởng riêng cực đại của AOB nhỏ hơn của NOB ở nhiệt độ thấp (0.xx so với 0.xxx), nhưng do hệ số nhiệt Van’t Hoff lớn hơn, nên ở nhiệt độ cao (trên 28oC), AOB có ái lực oxy thấp hơn các NOB (0.63 mg O2/L so với 1.32mg O2/L) nên ở điều kiện oxy hạn chế, AOB sẽ chiếm ưu thế (Jayamohan et al., 1988). III.1.2.4.2. CÁC YẾU TỐ KIỂM SOÁT QUÁ TRÌNH NITRAT HOÁ Có một số yếu tố kiểm soát quá trình nitrat hoá trong các công trình xử lý nước thải. Đó là nồng độ amôn/nitrit, nồng độ oxy, pH, nhiệt độ, tỷ số BOD5/TKN, và sự hiện diện của các hoá chất độc hại. Nồng độ NH4+/ NO Sự tăng trưởng của Nitrosomonas nà Nitrobacter tuân theo động học của Monod và phụ thuộc vào nồng độ của ammonium và nitrat. Nồng độ oxy Nồng độ oxy là một trong những yếu tố quan trọng nhất kiểm soát quá trình nitrat hoá. Hằng số bán bão hoà của oxy ( Ko) là 1,3 mg/l. Để tiến hành quá trình nitrat hoá oxy phải được phân phối tốt trong bể bùn hoạt tính hiếu khí và nồng độ oxy hoà tan không nên dưới 2 mg/l. Để oxy hoá 1 mg NH4+ cần 4,6 mg O2. NH3 + O2 NO3- + H+ + H2O Nhiệt độ Tốc độ tăng trưởng của các vi khuẩn nitrat hoá bị ảnh hưởng bởi nhiệt độ thích hợp trong khoảng 8 – 300C. pH pH tối ưu cho Nitrosomonas và Nitrobacter nằm trong khoảng 7,5 – 8,5. Quá trình nitrat hoá ngừng lại ở pH thấp hơn 6. Độ kiềm bị phá vỡ là kết quả của sự oxy hoá amôn bởi vi khuẩn nitrat hóa. Về mặt lý thuyết, quá trình nitrat hoá phá huỷ độ kiềm ( tính bằng CaCO3) với số lượng là 7,14 mg/1mg của N-NH4 bị oxy hoá. Do đó, cần phải có lượng kiềm vừa đủ trong nước thải để cân bằng với acid sinh ra trong quá trình nitrat hóa, pH giảm do kết quả của quá trình nitrat hóa có thể giảm thiểu bằng cách khuấy trộn nước thải để loại bỏ CO2. Đôi khi người ta thêm vôi vào để làm tăng độ kiềm trong nước thải. Tỷ số BOD5/TNK Một phần vi sinh vật nitrat hoá bị giảm khi tỷ số BOD5/TNK tăng. Trong quá trình nitrat hoá kết hợp oxy hoá cacbon, tỷ số này lớn hơn 5, trong quá trình nitrat hoá riêng biệt, tỷ số này nhỏ hơn 3. Sự ức chế của các hợp chất độc hại Quá trình nitrat hoá khá nhạy cảm với một vài hợp chất độc có trong nước thải. Người ta thấy rằng những chất này độc đối với Nitrosomonas hơn là đối với Nitrobacter. Các hợp chất hữu cơ trong nước thải không gây độc trực tiếp cho các vi khuẩn nitrat hoá. Sự ức chế của các hợp chất của các hợp chất hữu cơ có thể là gián tiếp và có thể là do sự suy giảm oxy do các vi khuẩn dị dưỡng. Các hợp chất gây độc nhất cho vi khuẩn nitrat hoá là Cyanide, Thiourea, Phenol, Aniline, và các kim loại nặng (Ag, Hg, Ni, Cr, Cu, Zn). Ảnh hưởng của Cu đối với Nitrosomonas euerurropea tăng khi cơ chất (NH4+) tăng từ 3 mg/l đến 23 mg/l Bảng 2 : Các điều kiện tối ưu cho quá trình nitrat hoá Điều kiện Thông số thiết kế Khoảng pH cho phép (95% nitrat hoá) 7.2 – 8.4 Nhiệt độ cho phép (95% nitrat hoá). 0C 15 – 35 Nhiệt độ tối ưu, 0C ( ước tính) 30 Oxy hoà tan ở lưu lượng tối đa, mg/l >1 MLVSS, mg/l 1200 – 2500 Kim loại nặng ức chế quá trình nitrat hoá ( Cu, Zn, Cd, Ni, Pb, Cr) < 5 mg/l Các chất độc hữu cơ ức chế quá trình nitrat hoá Các hợp chất phenol có halogen Các dung môi halogen Phenol và cresol Cyyanide và tất cả những hợp chất giải phóng acid hydrrocyanide 0 mg/l 0 mg/l < 20mg/l < 20mg/l Nhu cầu oxy (tính đẳng lượng, 1b O2/1b N-NH3, cộng với nhu cầu oxy carbonaceous – oxy hoá các chất hữu cơ do vi sinh vật heterotrophic) 4.6 III.1.2.4.3. ĐỘNG HỌC CỦA QUÁ TRÌNH NITRATE HÓA Tốc độ tăng trưởng của Nitrobacter cao hơn Nitromonas. Do đó, giai đoạn tốc độ giới hạn trong quá trình nitrate hóa là sự chuyển hóa amôn thành nitrite bởi Nitrosomonas Phương trình sau đây mô tả sự tăng trưởng theo Monod Trong đó : Tốc độ tăng trưởng, riêng (ngày -1) Tốc độ tăng trưởng cực đại (ngày -1) N=[NH4+]:nồng độ NH4+, mg/l KN :hằng số bán bão hòa của NH4+,mg/l [DO] : nồng độ oxy hòa tan, mg/l Ko :hằng số bán tốc độ của oxy , mg/l Ko được ước lượng 0.15 – 2 mg/l phụ thuộc vào nhiệt độ . Vi khuẩn nitrate hóa (0.006 – 0.035 h-1) thấp hơn nhiều so với µmax của môi trường hỗn hợp của các vi khuẩn dị dưỡng sử dụng cơ chất là glucose (0.18 – 0.38 h-1). Sản lượng tế bào của vi khuẩn nitrate hóa cũng thấp hơn vi khuẩn dị dưỡng. Sản lượng tối đa Nitrosomonas là 0.29, của Nitrobacter thấp hơn nhiều khoảng 0.08. tuy nhiên, các số liệu thí nghiệm thấp hơn nhiều, thay đổi từ 0.04 – 0.13 đối với Nitrosomonas và 0.02 – 0.07 đối với Nitrobacter. Do đó, trong môi trường nitrate hóa, Nitrosomonas hiện diện với số lượng lớn hơn nhiều so với Nitrobacter. Quá trình nitrate hóa thích hợp với nước thải đầu ra của các công trình xử lý sinh học có BOD thấp và nồng độ ammonium cao. Quá trình tăng trưởng hiếu khí lơ lửng là thích hợp nhất cho sự nitrate hóa nước thải đầu ra. Sự nitrate hóa xẩy ra trong bể hiếu khí( thời gian lưu nước là h) và bùn chứa lượng lớn vi khuẩn nitrate hóa được tuần hoàn để duy trì hoạt tính nitrate hóa cao. III.1.2.5. QUÁ TRÌNH KHỬ NITRÁT Quá trình nitrat hoá mang nhu cầu oxy cho nguồn tiếp nhận nước. Do đó nitrat phải được loại bỏ trước khi chúng được thải vào nguồn tiếp nhận, đặc biệt đối với các nguồn cấp nước uống. Hai cơ chế quan trọng nhất của sự khử nitrat sinh học là khử nitrat đồng hoá và dị hoá. III.1.2.5.1. KHỬ NITRAT ĐỒNG HOÁ. Bằng cơ chế này nitrat được chuyển thành nitrit và NH4+ do vi sinh vật và thực vật. Chúng bao gồm một vài enzyme chuyển NO3- thành NH3, mà sau đó tạo thành các protein và acid nucleic. Khử nitrat được thực hiện bởi rất nhiều enzyme khử nitrat đồng hoá, mà hoạt tính của chúng không bị ảnh hưởng bởi oxy. Một số vi sinh vật như: Pseudomonas aeruginosa có cả enzyme khử nitrat đồng hoá và enzyme khử nitrat dị hoá mà chúng rất nhạy cảm với oxy. Hai enzyme được mã hoá bởi 2 gen khác nhau. III.1.2.5.2. KHỬ NITRAT DỊ HOÁ (denitrification) Đây là quá trình hô hấp kỵ khí mà NO3- là chất nhận điện tử. NO3- được khử đến N2O oxide nitơ và N2 – nitơ khí, sự giải phóng N2 là sản phẩm ưu thế của quá trình khử nitrat dị hoá. Tuy nhiên, nitơ hoà tan ít trong nước, do đó chúng có khuynh hướng thoát ra như bong bóng nổi lên. Những bong bóng này có thể ngăn chặn sự lắng của bùn trong các bể lắng. Các vi sinh vật liên quan trong quá trình khử nitrat dị hoá là các vi sinh vật tự dưỡng hoặc dị dưỡng hiếu khí mà chúng có thể chuyển sang tăng trưởng kỵ khí khi nitrat được dùng làm chất nhận điện tử. Khử nitrat di hoá được thực hiện theo trình tự sau đây: nitrat reductase nitrat reductase nitric oxid reductase NO3- NO2- NO N2O N2 Các vi khuẩn khử nitrat có thể là quang dưỡng, hoặc hoá dưỡng vô cơ hoặc hoá dưỡng hữu cơ và có thể sử dụng các nguồn năng lượng khác nhau (hợp chất vô/hữu cơ hoặc ánh sáng). III.1.2.5.3. CÁC YẾU TỐ ẢNH HƯỞNG ĐẾN QUÁ TRÌNH KHỬ NITRATE Loại và nồng độ chất hữu cơ chứa cacbon. Chất hữu cơ hoà tan, phân huỷ sinh học nhanh thúc đẩy tốc độ khử nitrate nhanh nhất. Mặc dù methalnol được sử dụng phổ biến, nhưng Monteith và công sự (1980) tìm thấy 22-30 loại nước thải công nghiệp như chất thải bia và cồn rượu thúc đẩy tốc độ khử nitrate nhanh hơn methane. Oxy hoà tan (DO). Quá trình khử nitrate xảy ra trong điều kiện thiếu khí nên sự hiện diện của DO ảnh hưởng đáng kể đến hiệu quả quá trình vì sự hiện diện của oxy ức chế các enzym khử nitrite, làm chậm tốc độ khử nitrite. Oxy ức chế các enzym khử nitrite mạnh hơn các enzym khử nitrate, nhưng quá trình vẫn có thể xảy ra trong điều kiện hiếu khí như trường hợp của mương oxy hoá khử nitơ. Theo các nghiên cứu của Skerman và MacRae (1957), Terai và Mori (1975) cho biết loài Pseudomonas bị ức chế ở DO ≥ 0.2 mg/l. Nelson và Knowles (1978) cho thấy tốc độ khử nitrate bị dừng khi DO = 0.13 mg/l. Wheatland et.al (1959) cho thấy tốc độ khử nitrate ở DO = 0.2 mg/l chỉ bằng một nửa tốc độ khử nitrate ở DO = 0 mg/l. DO tăng lên 2mg/l thì tốc độ khử nitrate chỉ bằng 10% ở DO = 0 mg/l. Độ kiềm và pH. Quá trình khử nitrate hoá sinh ra độ kiềm, acid carbonic chuyển thành bicarbonate. Độ kiềm tạo ra trong phản ứng khử nitrate làm tăng pH, thay vì bị giảm trong phản ứng nitrate hoá. Trái ngược với vi khuẩn nitrate hoá, người ta ít quan tâm đến ảnh hưởng pH lên tốc độ khử nitrate. Một số nghiên cứu xác định pH tối ưu cho quá trình nằm giữa 7-8, cụ thể còn tuỳ thuộc vào loài vi khuẩn hiện diện và đặc tính nước thải. Theo nghiên cứu của Dawson và Murphy (1972) cho biết tốc độ khử nitrate ở pH = 6 đến 8 bằng một nửa ở pH = 7 cho cùng một mẻ nuôi cấy. Numik (1956), Wiljer và Delwiche (1954), Bremmer và Shaw (1958) cho thấy tốc độ khử nitrate giảm tuyến tính. Điều kiện pH trung hoà, sự chuyển đổi khí nitrous thành khí nitơ chiếm ưu thế. Nhiệt độ. Nhiệt độ ảnh hưởng lên cả tốc độ sinh trưởng của vi khuẩn và tốc độ khử nitrate. Vi khuẩn khử nitrate phát triển ở nhiệt độ từ 5-25oC. Trong khoảng nhiệt độ này, tốc độ tăng gấp đôi khi nhiệt độ tăng 10 lần. Thời gian lưu bùn (SRT: Solid Retention Time). Lượng nitrate sẽ được khử trong quá trình ứng với lượng chất hữu cơ đã cho phụ thuộc vào thời gian lưu bùn. Thời gian lưu bùn lâu hơn, chất cho electron (chất hữu cơ) sẽ đi đến chất nhận electron (nitrate) nhiều hơn là đi vào sinh khối, lượng nitrate sẽ bị khử nhiều hơn. III.1.3. AMMONIUM Sự tương tác của phân tử NH3 với nước không những tạo thành những hidrat của amoniac, mà còn tạo thành một phần ion NH4+. Kết quả là nồng độ của ion OH- trong dung dịch loãng tăng lên. Chính vì vậy mà dung dịch nước của amoniac có phản ứng kiềm. Tuy nhiên theo truyền thống đã quy định thì dung dịch nước của amoniac thường được biểu diễn bằng công thức NH4OH. NH4OH. là bazơ yếu, ở 18oC hằng số cân bằng ion hoá là 1,8.10-5 và pH = 11,77. Trong một lít dung dịch, một mol NH4OH. chỉ chứa 0,0042 đương lượng các ion OH- và NH4+. Đa số các muối ammonium không màu dễ tan trong nước. Chúng tương tự với muối kim loại kiềm, đặc biệt kali (các ion K+ và ion NH4+ có kích thước gần bằng nhau và giống nhau về một số tính chất). Vì dung dịch nước của amoniac là bazơ yếu, nên muối ammonium bị thuỷ phân trong dung dịch. Dung dịch của muối tạo bởi amoniac và acid mạnh có phản ứng acid yếu. Sự thuỷ phân của ion NH4+ thường được viết dưới dạng như sau: NH4+ + H2O ↔ NH4OH. + H+ Tuy nhiên, đúng hơn phải coi nó như là sự chuyển proton ngược lại từ ion NH4+ đến phân tử nước. NH4+ + H2O ↔ NH3 + H3O+ Khi thêm kiềm vào dung dịch nước của một muối amoni vào đó thì ion H3O+ sẽ liên kết với ion OH- thành phân tử nước và cân bằng thuỷ phân bị dịch chuyển sang bên phải. Khi đó quá trình xảy ra có thể biểu diễn bằng phương trình: NH4+ + OH- ↔ 2NH3 + H3O+ Khi đun nóng dung dịch thì ta nhận thấy có mùi của khí NH3 thoát ra. Như vậy, ta có thể phát hiện được muối ammonium bất kỳ trong dung dịch, khi đun dung dịch với kiềm mạnh. III.1.4 NITRIT VÀ NITRAT Ion NO2- và ion NO3- là muối của các acid kém bề như HNO2 và HNO3. Acid HNO3 không bền lắm. Nó phân huỷ dần ngay dưới ảnh hưởng của ánh sáng: 4 HNO3 = 4 NO2 ↑ + O2↑ + 2H2O Acid HNO3 thuộc số các acid mạnh nhất, trong dung dịch loãng nó phân ly hoàn toàn thành các ion H+ và ion NO3-. Trong khi đó acid HNO2 thuộc số các acid yếu, và chỉ tồn tại trong dung dịch nước rất loãng. Khi làm đậm đặc dung dịch hoặc khi đun nóng nó thì acid HNO2 bị phân huỷ: HNO2 = NO2↑ + NO↑ + H2O Cho nên các ion NO2- dễ bị phân huỷ khi dung dịch có môi trường acid. Đó cũng là điều cần lưu ý khi xác định hàm lượng ion NO2-. Cần thận trọng khi acid hoá dung dịch, vì khi đó nó sẽ làm giảm bớt hàm lượng ion NO2- dẫn đến kết quả phân tích kém chính xác. Trong môi trường kiềm, ion NO2- và ion NO3- đều bị khử thành NH3 bằng Al, Zn: NO3- + 4Zn + 7 OH- ↔ NH3 + 4ZnO22- + 2H2O NO2- + 3Zn + 5 OH- ↔ NH3 + 3ZnO22- + H2O III.1.5 QUÁ TRÌNH SHARON Quá trình SHARON được ứng dụng trong các hệ thống khử nitơ cho nước thải từ các nhà vệ sinh và những nguồn nước thải có hàm lượng ammonium cao. SHARON (Single reator for High Activity Ammonium Removal Over Nitrite) là thiết bị phản ứng đơn dùng cho việc khử ammonium có hoạt tính cao thông qua nitrite. Quá trình SHARON được thực hiện trong một thiết bị phản ứng đơn giản, nhằm loại bỏ ammonium thông qua quá trình nitrate hóa và khử nitrate. Cụ thể là biến ammonium thành nitrite sau đó khử nitrite thành khí nitơ. Điều này tiết kiệm được lượng cacbon hữu cơ và năng lượng đáng kể. NH4+ + 1.5 O2 = NO2- + H2O + 2H+ Sự oxy hóa NH4+ dừng lại ở NO2- bằng cách tạo ra điều kiện thích hợp cho vi khuẩn nitrate hóa hoạt động. Sự oxy hóa nitrite có thể được ngăn chặn khi tăng nhiệt độ. Vi khuẩn Nitrosomonas là loại vi khuẩn oxy hóa ammonium thành nitrite, phát triển với tốc độ cao hơn vi khuẩn Nitrobacter là loại tham gia trong quá trình oxy hóa nitrite thành nitrate. Điều này được sử dụng trong thiết kế hệ thống SHARON. Bằng cách chọn thời gian lưu đủ ngắn, lúc đó quá trình nitrate hóa ammonium sẽ dừng lại ở sự tạo thành nitrite. Điều kiện thích hợp được nghiên cứu đã được ứng dụng cho nhà máy xử lý nước thải ở Hà Lan có các thông số sau: thời gian lưu từ 1 – 2.5 ngày trong thiết bị SBR, nhiệt độ từ 25 – 30 oC, pH 7 – 8.5 So sánh quá trình SHARON với quá trình khử nitơ thông thường thông qua quá trình nitrate hóa và khử nitrate. [16] Nitrate hóa: NH4+ + 2O2 = NO3- + H2O + 2H+ NH4+ + 2O2 = NO2- + H2O + 2H+ tiết kiệm 25% oxy Denitrate hóa 6NO3- + 5CH3OH + 3 CO2 = 3N2 + 8HCO3- + 6H2 6NO2- + 3CH3OH + 3 CO2 = 3N2 + 6HCO3- + 3H2 Tiết kiệm 40% methanol III.1.6 QUÁ TRÌNH CANON Trong tự nhiên luôn tồn tại nhiều loại vi sinh vật có tính chất và chức năng khác nhau. Thông thường người ta vẫn phân ra hai loại hiếu khí và kỵ khí dựa vào mức độ thích nghi và phát triển của chúng trong điều kiện môi trường có oxy hay không. Trong các công trình xử lý nước thải, các vi sinh vật hiếu khí và kỵ khí đóng vai trò quan trọng trong việc chọn công nghệ và thiết bị xử lý. Theo quan điểm từ trước đến nay, chúng phải được cho vào hai môi trường khác nhau ở hai điều kiện khác nhau trong hai thiết bị phản ứng khác nhau để thực hiện tốt vai trò của mình. Mãi đến những năm gần đây, các nhà công nghệ sinh học đã “ghép đôi” thành công hai loại vi khuẩn hiếu khí và kỵ khí và điều này là một bước đột phá quan trọng có ý nghĩa rất lớn đến sự phát triển của ngành công nghệ sinh học nói chung và kỹ thuật môi trường nói riêng. Khi cùng tồn tại trong một môi trường như vậy, người ta nhận thấy rằng chúng có thể dùng nước thải giàu ammonium làm thức ăn cho quá trình sinh trưởng và phát triển. Đây là một dữ liệu rất tốt để phát triển một kỹ thuật mới cho việc xử lý nước thải giàu ammonium tiết kiệm và hiệu quả hơn. Cho đến nay, các nhà vi sinh vật học vẫn nghĩ rằng vi khuẩn anammox kỵ khí và vi khuẩn Nitrsomonas hiếu khí không thể cùng phát triển và hoạt động tốt trong cùng một thiết bị phản ứng. Nhưng ở nồng độ oxy rất thấp và có một lượng NH4+ dư thì hai loại này có thể cùng hoạt động tốt. Khám phá này của các nhà vi sinh vật học ở trường Đại Học DELFT (Hà Lan) được gọi là CANON (Completely Autotrophic Nitrogen removal Over Nitrite) có nghĩa là quá trình loại bỏ hoàn toàn Nitơ tự dưỡng có sự tham gia của nitrite. [15] Thực tế vi khuẩn trong nước thải có thể tự hoạt động mà không cần phải cung cấp thêm chất dinh dưỡng cho chúng, chỉ cần thêm vào môi trường một ít oxy không khí. Loại vi khuẩn Anammox đỏ và một loại nhóm Nitrosomonas theo nghiên cứu của các nhà khoa học nói trên hoạt động chung với nhau khá hiệu quả. Quá trình diễn ra như sau: vi khuẩn Anammox chuyển hóa nitrite thành nitơ tự do, nó dùng ammonium làm nguồn cung cấp thức ăn; trong khi đó vi khuẩn thuộc họ Nitrosomonas tham gia vào quá trình nitrate hóa mà chủ yến ở giai đoạn chuyển hóa ammonium thành nitrite. Hai loại vi khuẩn này làm việc chung để chuyển hóa ammonium trong nước thải, là một chất độc với các loại thủy sinh như tôm cá, thành khí nitơ tự do được xem như là vô hại với môi trường. Khi nghiên cứu quá trình trên, các nhà khoa học đã đưa ra nhận xét rằng những phần tử hiếu khí đã bảo vệ những phần tử kỵ khí. Trong quá trình hoạt động chung như vậy, hai loại vi khuẩn trên đã tạo nên một lớp bông bùn mà bên trong là những phần tử kỵ khí, điều này được chứng minh bằng cách nồng độ oxy đã không phát hiện được bằng đầu dò. Lượng oxy được cho vào vừa đủ để oxy hóa hết một nửa lượng ammonium trong thiết bị phản ứng, lượng này sẽ chuyển thành nitrite, lượng ammonium còn lại sẽ tham gia phản ứng vời nitrite sinh ra dưới tac dụng của Anammox. Như vậy lượng oxy được tính toán chính xác là điều kiện cần thiết để đạt được cân bằng giữa ammonium và oxy. Nếu cho nhiều oxy sẽ dẫn đến việc oxy hóa các phân tử không mong muốn, các phân tử này sử dụng oxy để chuyển hóa nitrite thành nitrate. Hiện tượng này gây bất lợi cho quá trình xử lý nước vì ô nhiễm ammonium sẽ chuyển thành ô nhiễm nitrate. III.2. CƠ SỞ NGHIÊN CỨU THỰC NGHIỆM III.2.1 PHƯƠNG PHÁP TIẾN HÀNH THỰC NGHIỆM III.2.1.1 CÁCH TIẾP CẬN. Nghiên cứu tài liệu liên quan đến tác hại của ammonium. Tìm hiểu quy trình chung của nhà máy chế biến nước tương. Khảo sát thành phần và tính chất của nước thải nhà máy chế biến nước tương. Nghiên cứu các tài liệu trong và ngoài nước liên quan đến vi sinh vật Nitrosomonas. III.2.1.2 PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU. Vi khuẩn Nitrosomonas đã được nuôi cấy từ trước cho vào bể aerotank có giá thể. Xây dựng mô hình và vận hành mô hình ở các điều kiện khác nhau. Giai đoạn 1: chạy thử nghiệm bằng nước thải nhân tạo pha từ nước tương. Giai đoạn 2: chạy thử nghiệm bằng nước thải nhân tạo pha từ tương hột đem xay. Từ kết quả thu được, xem xét hiệu suất xử lý. III.2.1.3 PHƯƠNG PHÁP PHÂN TÍCH CÁC CHỈ TIÊU Phân tích các chỉ tiêu môi trường được tiến hành theo phương pháp trong “Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater” với những hoá chất chuẩn. Bảng 3: Phương pháp phân tích các chỉ tiêu. STT CHI TIÊU THIẾT BỊ PHÂN TÍCH PHƯƠNG PHÁP PHÂN TÍCH 1 pH Máy đo pH model 2000 VWR Scientific (USA) Điện cực 2 DO Máy đo các chỉ tiêu nước WQC – 22A (Japan) Điện cực 3 COD Erlen chịu nhiệt 250ml, phễu chịu nhiệt. Chuẩn độ ngược 4 N-NH4 Máy so màu Quang học 5 N-NO2 Máy so màu Quang học 6 N-NO3 Máy so màu Quang học III.2.1.4 PHƯƠNG PHÁP XỬ LÝ SỐ LIỆU Số lần thí nghiệm: Giai đoạn 1: gồm 13 lần thí nghiệm. Mỗi lần đo thực hiện 2 lần lấy mẫu và lấy giá trị trung bình làm kết quả cuối cùng. Giai đoạn 2: gồm 12 lần thí nghiệm. Phân tích các chỉ tiêu: COD, N – NH4, N – NO2, N – NO3 mỗi lần đo thực hiện 2 lần lấy mẫu, và lấy giá trị trung bình. Mỗi lần lấy mẫu thực hiện cách nhau 1 ngày Việc tính toán kết quả dựa trên phần mềm Microsoft Office Excel. CHƯƠNG IV MÔ HÌNH THÍ NGHIỆM VÀ KẾT QUẢ PHÂN TÍCH IV.1. GIỚI THIỆU VỀ BỂ AEROTANK Bể aerotank là bể phản ứng sinh học hiếu khí. IV.1.1. ĐẶC ĐIỂM CỦA BỂ AEROTANK. Quá trình chuyển hoá vật chất có trong aerotank khi cho nước ô nhiễm hay nước thải vào hoàn toàn do hoạt động sống của nhiều loài vi sinh vật khác nhau. Các vi sinh vật trong bể aerotank tồn tại ở dạng huyền phù. Các huyền phù vi sinh vật có xu hướng lắng đọng xuống đáy, do đó việc khuấy trộn các dung dịch trong aerotank là điều cần thiết. Quá trình chuyển hoá vật chất có thể xảy ra ở ngoài tế bào vi sinh vật, cũng có thể xảy ra ở trong tế bào vi sinh vật. Cả hai quá trình chuyển hoá ở trong hay ở ngoài tế bào vi sinh vật đều phụ thuộc rất lớn ở sự tiếp xúc các chất với tế bào vi sinh vật. Khả năng tiếp xúc càng lớn thì phản ứng xảy ra càng mạnh. Do đó, trong xử lý hiếu khí người ta thường lắp đặt hệ thống cánh khuấy hay hệ thống thổi khí. IV.1.2. PHÂN LOẠI BỂ AEROTANK Phân loại theo nguyên tắc làm việc. Bể aerotank thông thường: áp dụng để xử lý sinh hoá nước thải với công suất lớn. Bể aerotank sức chứa cao: áp dụng để xử lý nước thải có nồng độ nhiễm bẩn cao. Bể aerotank oxy hoá hoàn toàn còn được gọi là bể aerotank kéo dài thời gian làm thoáng. Phân theo sơ đồ công nghệ: có aerotank một bậc và aerotank nhiều bậc. Phân theo cấu trúc dòng chảy: căn cứ vào phương pháp đưa nước và bùn hoạt tính vào và ra khỏi bể: bể aerotank – đẩy, bể aerotank – trộn và bể aerotank kết hợp. Phân biệt theo phương pháp làm thoáng: aerotank làm thoáng bằng máy bơm khí nén, aerotank làm thoáng bằng máy khuấy cơ học, và aerotank kết hợp. Ngoài ra, cũng cần kể đến loại aerotank làm thoáng áp lực thấp tức là không dùng bơm khí nén mà dùng quạt gió. IV.1.3. TÁC ĐỘNG CỦA HỆ THỐNG THỔI KHÍ Thổi khí là một quá trình cơ học, đẩy không khí vào trong aerotank nhờ một moteur nén khí. Khi không khí vào trong aerotank gây ra những tác động chủ yếu sau: Cung cấp oxy cho tế vào vi sinh vật. Làm xáo trộn dung dịch, làm tăng khả năng tiếp xúc giữa vật chất và tế bào vi sinh vật. Khi không khí vào dung dịch nước, các thành phần vật chất có trong nước (kể cả tế bào vi sinh vật) sẽ được chuyển động theo dòng chuyển động của nước. Nhờ đó khả năng tiếp xúc của vật chất có trong bể aerotank và tế bào vi sinh vật sẽ nhiều và tốc độ phân giải các chất ngoài tế bào hay khả năng thẩm thấu của các chất trong tế bào sẽ tăng. Ơû trạng thái tĩnh, khả năng tiếp xúc này sẽ rất hạn chế, đặc biệt là huyền phù vi sinh vật sẽ lắng xuống. Như vậy, trong trạng thái tĩnh chỉ phần đáy của thiết bị mới có khả năng xảy ra các phản ứng sinh học, còn phần giữa và phần trên cùng sẽ không xảy ra hoặc ít xảy ra các phản ứng sinh học. Tăng nhanh quá trình sinh sản của vi khuẩn. Vi khuẩn sinh sản chủ yếu bằng phương pháp chia đôi tế bào. Nhờ quá trình thổi khí, một mặt làm kích thích sự tăng trưởng của tế bào, một mặt tạo ra một lực cơ học, tác động vào nơi phân chia, làm tăng nhanh khả năng tách đôi chúng ra. Tăng nhanh sự thoát nhiệt. Khi tiến hành lên men, nhiệt thường tăng. Nếu nhiệt tăng quá giới hạn cho phép, vi sinh vật bị tiêu diệt, hoặc hoạt động của các enzym sẽ chậm lại. Phương pháp thổi khí vào các aerotank sẽ giải phóng nhiệt ra khỏi aerotank. Khi đó, nhiệt sẽ theo dòng khí thoát ra phía trên mặt của dung dịch. Vi sinh vật trong các aerotank chủ yếu là những vi sinh vật hiếu khí, vì thế trong quá trình vật hành aerotank bắt buộc phải cung cấp oxy cho chúng hoạt động. Oxy cần thiết cho quá trình tăng trưởng tế bào và tiến hành các quá trình oxy hoá sinh học. Thời gian đầu vi sinh vật sử dụng lượng oxy rất ít, có sẵn trong bể aerotank, lượng oxy này sẽ nhanh chóng bị hết. Do đó, ta cần phải cung cấp oxy từ bên ngoài vào hoặc từ các quá trình sống của tảo. Thực ra, trong các aerotank nhân tạo tảo ít phát triển nên lượng oxy chủ yếu phải được cung cấp từ bên ngoài. IV.2. MÔ HÌNH THÍ NGHIỆM Mô hình gồm các phần nối tiếp nhau: thùng pha môi trường, bể aerotank, thùng chứa đầu ra. Mô hình xử lý ammonium có kích thước và nguyên tắc hoạt động như sau: Thùng pha môi trường: có dung tích 45 lít, dùng để pha loãng môi trường với nồng độ mong muốn. Bể aerotank Bể được làm từ những tấm mica có bề dày 3mm ghép lại với nhau. Kích thước bể gồm dài x rộng x cao = 270mm x 115mm x 450mm, thể tích hữu ích của bể là 14 lít, chiều cao lớp nước là 400 mm (chiều cao tổng cộng 450 mm). Nước thải bơm vào mô hình bằng bơm định lượng có thể thay đổi lưu lượng. Bơm có thể bơm với lưu lượng từ 5 – 30 lít/ngày. Lưu lượng bơm vào mô hình là 10 lít/ngày. Bể gồm có hai ngăn chính và 1 khe nhỏ ở giữa: ngăn thứ nhất có vi khuẩn Nitrosomonas sống dính bám trên giá thể là tôn ximăng và được sục khí liên tục bằng máy thổi khí, lượng khí cung cấp vào ngăn thứ nhất sẽ được duy trì trong khoảng 2,5 – 5 lít/phút. Ngăn thứ hai ở điều kiện thiếu khí (không được sục khí). Khe nhỏ là nơi trung gian giữa 2 ngăn. Hai ngăn có kích thước bằng nhau với chiều dài x rộng x cao = 115mm x 115mm x 450mm; khe nhỏ có chiều rộng 40mm. Thùng chứa nước ra: 45 lít. Chi tiết mô hình được thể hiện ở hình vẽ dưới đây Hình 4: Mô hình thí nghiệm Các quá trình sinh học xảy ra trong bể aerotank Quá trình tăng sinh khối vi sinh vật. Quá trình hoạt động của enzyme hay quá trình chuyển hóa vật chất hữu cơ có trong nước thải. Trong bể aerotank này có nguồn vi sinh vật là vi khuẩn Nitrosomonas đã được nuôi cấy từ trước được phòng công nghệ biến đổi sinh học ở Viện Sinh Học Nhiệt Đới IV.3. KẾT QUẢ PHÂN TÍCH IV.3.1. Giai đoạn 1: CHẠY THỬ NGHIỆM BẰNG NƯỚC THẢI NHÂN TẠO PHA TỪ NƯỚC TƯƠNG. BẢNG 4: Bảng phân tích kết quả nồng độ ammonium và hiệu suất. NGÀY THỨ NỒNG ĐỘ AMMONIUM ĐẦU VÀO (mg/l) ĐẦU RA (mg/l) HIỆU SUẤT (%) 2 145 59 59.3 4 236 36 84.7 7 158 4 97.1 9 248 24 90.2 11 132 13 90.1 14 176 13 92.9 16 147 23 84.5 19 94 3 96.3 21 116 7 94.3 23 148 5 96.7 26 202 15 93 28 201 15 93 31 179 10 95 Nhận xét kết quả: Dựa vào bảng kết quả và đồ thị biểu diễn nồng độ ammonium ta thấy rằng, hiệu suất xử lý ammonium của vi khuẩn Nitrosomonas có giá thể trung bình đạt đến 90%. Đây là hiệu suất được coi là cao. Vi khuẩn nitrit Có những ngày ổn định, hiệu suất xử lý ammonium của bể có thể đạt đến 96 – 97%. Ơû những ngày này trong bể sẽ xảy ra quá trình nitrat hoá. Khi quá trình nitrat hoá xảy ra thì ammonium (NH4+) sẽ bị oxi hoá thành NO2- do tác động của vi khuẩn nitrit theo phản ứng: NH4+ + 1,5O2 NO2- + 2H+ + H2O Trong giai đoạn này ta thấy trên giá thể đặt trong mô hình có lớp bùn màu nâu bám lên, cạo lớp bùn này đi xem dưới kính hiển vi ta thấy đó là vi khuẩn Nitrosomonas. Hiệu suất thấp nhất là 59,3% do mô hình chưa hoạt động ổn định. Sau một thời gian, ta thấy hiệu suất xử lý ammonium càng tăng cao khi mô hình đã hoạt động ổn định. Lúc này, vi khuẩn Nitrosomonas đã thích nghi với các điều kiện trong bể như: pH, DO, nhiệt độ BẢNG 5: Bảng theo dõi mối quan hệ giữa hiệu suất xử lý Ammonium và pH NGÀY THỨ HIỆU SUẤT (%) pH ĐẦU VÀO ĐẦU RA 2 59.3 8.22 5.6 4 84.7 8.05 9.17 7 97.1 8.37 6.38 9 90.2 8.39 6.43 11 90.1 8.5 4.95 14 92.9 8.64 5.49 16 84.5 8.45 6.24 19 96.3 8.39 5.74 21 94.3 8.41 6.06 23 96.7 8.4 5.63 26 93 8.12 8.09 28 93 7.94 7.89 31 95 7.97 7.35 Nhận xét kết quả: pH ở đầu ra của mô hình giảm so với pH ở đầu vào là do ở quá trình nitrat hoá tạo thành axit nên pH ở đầu ra sẽ thấp hơn đầu vào của mô hình. pH tối ưu cho quá trình nitrat hoá nằm trong khoảng 7,5 – 8,5. Quá trình nitrat hoá sẽ ngừng lại ở pH thấp hơn 6. Dựa vào bảng kết quả và đồ thì biểu diễn ở trên ta thấy: pH đầu vào của mô hình nằm trong khoảng 8.37 đến 8,4 và pH đầu ra của mô hình nằm trong khoảng 5,5 đến 6,5 thì hiệu suất xử lý ammonium cao nhất do đây là khoảng pH thích hợp nhất để vi khuẩn Nitrosomonas phát triển. BẢNG 6 : Bảng theo dõi mối quan hệ giữa hiệu suất xử lý Ammonium và DO NGÀY THỨ HIỆU SUẤT (%) DO ĐẦU VÀO (mg/l) ĐẦU RA (mg/l) 2 59.3 1.2 1.49 4 84.7 0.76 1.36 7 97.1 0.18 0.71 9 90.2 0.19 0.73 11 90.1 0.17 0.69 14 92.9 0.52 1.15 16 84.5 0.71 1.17 19 96.3 0.67 1.2 21 94.3 0.6 1.08 23 96.7 0.75 1.24 26 93 0.52 1.15 28 93 0.51 1.17 31 95 0.6 1.08 Nhận xét kết quả: Từ đồ thị và bảng kết quả phân tích ta thấy hiệu suất xử lý hiệu xuất xử lý ammonium cao nhất khi DO đầu vào là 0,18 mg/l và DO đầu ra là 0,71 mg/l. Khi theo dõi ở những ngày này ta thấy trên giá thể làm bằng tôn ximăng có xuất hiện lớp bùn màu nâu cạo lấy lớp bùn đi quan sát ta thấy vi khuẩn Nitrosomonas và Nitrobacter. Hiệu suất xử lý ammonium thấp nhất 59,3% khi DO đầu vào là 1,2 mg/l và DO đầu ra là 1,49 mg/l. Đối với bể aerotank thì việc theo dõi nồng độ oxy hoà tan cũng rất quan trọng. Oxy cần thiết cho quá trình tăng trưởng tế bào và tiến hành các quá trình oxy hoá sinh học. BẢNG 7 : Bảng phân tích nồng độ COD và hiệu suất NGÀY THỨ NỒNG ĐỘ COD ĐẦU VÀO (mg/l) ĐẦU RA (mg/l) HIỆU SUẤT (%) 2 760 720 5.3 4 616 529 14 7 630 570 9.5 9 792 750 5.3 11 818 686 16 14 805 633 21.4 16 670 592 11.6 19 634 557 12.1 21 600 412 31.3 23 562 480 14.6 26 623 564 9.5 28 386 316 18 31 398 348 12.7 Nhận xét kết quả: Qua đồ thị biễu diễn trên ta thấy, hiệu suất xử lý COD của bể aerotank có chứa vi sinh vật Nitrosomonas có giá thể không cao. Chủ yếu chỉ xử lý ammonium. Hiệu suất xử lý COD trung bình của bể là 14% Hiệu suất cao nhất là 31%. Hiệu suất xử lý COD thấp nhất của bể là 5,3% Do thời gian nghiên cứu không nhiều nên kết quả trên chỉ mang tính khách quan. BẢNG 8: Bảng kết quả phân tích nitrit và nitrat. NGÀY THỨ NITRIT NITRAT ĐẦU VÀO (mg/l) ĐẦU RA (mg/l) ĐẦU VÀO (mg/l) ĐẦU RA (mg/l) 2 2 0.51 38.2 17 4 2.49 0.13 81.9 45.5 7 3.49 0.6 31.4 17.9 9 1.85 0.8 34 72.56 11 1.74 0.13 35.4 38 14 0.8 0.7 49 52 16 0.89 0.13 47 56 19 3.3 0.1 58.7 65.3 21 5.3 1.2 52.8 69.8 23 6.3 0.57 45 56 26 5.7 0.63 36 45.6 28 3.2 0.9 25.2 36.4 31 5.9 0.5 29.7 32.4 IV.3.2. Giai đoạn 2: CHẠY THỬ NGHIỆM BẰNG NƯỚC THẢI NHÂN TẠO PHA TỪ TƯƠNG HỘT ĐEM XAY VÀ PHA NỒNG ĐỘ AMMONIUM ĐẦU VÀO CỦA MÔ HÌNH LÊN 200 ÷300 MG/L. BẢNG 9: Bảng phân tích kết quả nồng độ ammonium và hiệu suất NGÀY THỨ NỒNG ĐỘ AMMONIUM ĐẦU VÀO (mg/l) ĐẦU RA (mg/l) HIỆU SUẤT (%) 2 205 13 93.7 4 220 65 70.5 7 296 18 93.9 9 225 91 59.6 11 211 127 39.8 14 190 147 22.6 16 183 91 50.3 19 138 119 13.8 21 261 174 33.3 23 183 98 46.4 26 243 140 42.4 28 183 73 60.1 Nhận xét kết quả: Qua bảng kết quả và đồ thị trên ta thấy khi chạy thử nghiệm bằng nước thải nhân tạo pha từ tương hột đem xay thì hiệu suất xử lý ammonium của bể không cao. Tuy có những ngày hiệu suất có thể tới 93% ÷ 94% nhưng hiệu suất cao này chỉ xảy ra 2 ngày. Hiệu suất xử lý ammonium trung bình trong giai đoạn này là 52,2%. Trong giai đoạn chạy mô hình bằng nước thải pha từ tương hột đem say thì hiệu suất xử lý ammonium không cao vì độ muối trong tương hột rất cao: 0,6 mg/l, độ muối cao đã ảnh hưởng đến sự sinh trưởng và phát triển của vi khuẩn Nitrosomonas. Hiệu suất xử lý ammonium thấp nhất có thể xuống đến 13,8%. BẢNG 10: Bảng theo dõi mối quan hệ giữa hiệu suất xử lý ammonium và pH NGÀY THỨ HIỆU SUẤT (%) pH ĐẦU VÀO ĐẦU RA 2 93.7 7.68 7.59 4 70.5 8.03 7.28 7 93.9 7.06 7.59 9 59.6 7.7 7.09 11 39.8 7.72 6.91 14 22.6 7.7 7.21 16 50.3 7.87 7.27 19 13.8 6.6 6.80 21 33.3 6.44 6.23 23 46.4 7.63 7.05 26 42.4 7.1 6.90 28 60.1 7.34 7.33 Nhận xét kết quả: Qua bảng phân tích kết quả và đồ thị biểu diễn ta thấy, hiệu suất xử lý ammonium đạt từ 93% ÷ 94% khi pH đầu vào là 7,68 và pH đầu ra là 7.59, đây là khoảng pH tối ưu cho vi khuẩn Nitrosomonas phát triển tốt nên hiệu suất xử lý ammonium cao. Hiệu suất của quá trình tăng mà pH giảm là do hoạt động của vi khuẩn Nitrosomonas và Nitrobacter tại ngăn này đã chuyển ammonium thành nitrit và nitrat làm cho môi trường bị acid hoá dẫn đến pH giảm, cụ thể theo phương trình sau: NH4+ + 1,5O2 NO2- + 2H+ + H2O NO2- + 0,5O2 NO3- Khi pH nằm trong khoảng từ 6,4 ÷ 7 thì hiệu suất xử lý ammonium thấp. Do pH nằm trong khoảng từ 6 ÷ 6,5 thì quá trình nitrat hoá sẽ bị dừng lại nên hiệu suất xử lý ammonium không cao. BẢNG 11: Bảng theo dõi mối quan hệ giữa hiệu suất xử lý ammonium và DO NGÀY THỨ HIỆU SUẤT (%) DO ĐẦU VÀO (mg/l) ĐẦU RA (mg/l) 2 93.7 0.62 0.79 4 70.5 0.38 0.59 7 93.9 0.64 0.77 9 59.6 0.55 0.80 11 39.8 0.61 0.72 14 22.6 0.67 0.77 16 50.3 0.95 1.10 19 13.8 1.5 1.37 21 33.3 0.88 0.68 23 46.4 1.05 1.01 26 42.4 0.87 1.14 28 60.1 0.67 0.52 Nhận xét kết quả: Qua bảng phân tích kết quả và đồ thị biểu diễn ở trên ta thấy: Hiệu suất xử lý ammonium đạt 93% ÷ 94% khi DO đầu vào là 0,62 mg/l và 0,64 mg/l; còn DO đầu ra là 0,77 mg/l và 0,79 mg/l. Hiệu suất xử lý ammonium thấp nhất 13,8% khi DO đầu vào là 1,5 mg/l và DO đầu ra là 1,37mg/l. Quá trình nitrat hoá phụ thuộc vào nhiều yếu tố BẢNG 12: Bảng kết quả phân tích nitrit và nitrat NGÀY THỨ NITRIT NITRAT ĐẦU VÀO ĐẦU RA ĐẦU VÀO ĐẦU RA 2 33.8 1.8 5.5 12.7 4 13.5 3.5 6.8 19.7 7 7.3 0.6 7.9 23.4 9 18.5 0.9 3.9 16.1 11 20.5 2.5 9.3 36.3 14 15.4 2.7 5.1 33.8 16 25.1 2.8 6.2 26.2 19 60 1.1 7.9 37.2 21 62 0.3 16.3 64.5 23 13 0.5 0.7 3.4 26 5 0.4 6.8 7.3 28 68.8 1.1 5.1 7.3 31 30.2 12.4 5.2 7.4 BẢNG 13: Bảng so sánh hiệu suất xử lý ammonium ở giai đoạn 1 và giai đoạn 2 HIỆU SUẤT GIAI ĐOẠN 1 GIAI ĐOẠN 2 59.3 93.7 84.7 70.5 97.1 93.9 90.2 59.6 90.1 39.8 92.9 22.6 84.5 50.3 96.3 13.8 94.3 33.3 96.7 46.4 93 42.4 93 60.1 Nhận xét kết quả: Qua đồ thị trên ta thấy: Ơû giai đoạn 1 chạy thử nghiệm bằng nước thải nhân tạo pha từ nước tương thì hiệu suất xử lý ammonium cao và ổn định hơn ở giai đoạn 2 chạy thử nghiệm bằng nước thải nhân tạo pha bằng tương hột đem xay. Ơû giai đoạn 1 độ muối trong nước thải thấp 0,46 mg/l nên không ảnh hưởng đến sự sinh trưởng và phát triển của vi khuẩn Nitrosomonas do đó quá trình nitrat hoá xảy ra thuận lợi nên hiệu suất xử lý ammonium cao. Ơû giai đoạn 2 do độ muối tăng cao nên vi khuẩn Nitrosomonas không thích nghi được nên quá trình nitrat hoá bị dừng lại do đó hiệu suất xử lý ammonium giảm. IV.4. ƯU VÀ NHƯỢC ĐIỂM CỦA MÔ HÌNH IV.4.1. ƯU ĐIỂM Hiệu suất xử lý ammonium cao: do vi khuẩn Nitrosomonas phát triển tốt trong môi trường nước thải có nồng độ ammonium cao và vi khuẩn Nitrosomonas sẽ oxi hoá ammonium thành nitrit theo phương trình phản ứng sau: NH4+ + 1,5O2 NO2- + 2H+ + H2O Tiết kiệm kinh phí: thông thường người ta vẫn phân chia ra hai loại hiếu khí và kỵ khí dựa vào mức độ thích nghi và phát triển của chúng trong điều kiện môi trường có oxi hay không. Trong các công trình xử lý nước thải, các vi sinh vật hiếu khí và kỵ khí đóng vai trò quan trọng trong việc chọn công nghệ và thiết bị xử lý. Theo quan điểm từ trước đến nay, chúng phải được cho vào hai môi trường khác nhau ở hai điều kiện khác nhau trong hai thiết bị phản ứng khác nhau để thực hiện tốt vai trò của mình. Do chúng ta đã “ghép đôi” hai loại vi khuẩn hiếu khí và kỵ khí vào trong cùng một bể xử lý nên điều này là một bước đột phá quan trọng và có ý nghĩa rất lớn đến sự phát triển của ngành công nghệ sinh học nói chung và kỹ thuật môi trường nói riêng. Khi cùng tồn tại trong một môi trường như vậy, người ta nhận thấy rằng chúng có thể dùng nước thải giàu ammonium làm thức ăn cho quá trình sinh trưởng và phát triển. Đây là một dữ liệu rất tốt để phát triển một kỹ thuật mới cho việc xử lý nước thải giàu ammonium tiết kiệm và hiệu quả hơn. Ta có thể áp dụng mô hình xử lý nước thải này không chỉ cho ngành công nghiệp sản xuất nước tương mà ta còn có thể áp dụng cho nhiều ngành công nghiệp chế biến lương thực thực phẩm khác mà trong thành phần nước thải có nồng độ ammonium cao. IV.4.2. NHƯỢC ĐIỂM Tính ổn định của hệ thống không cao: do vi khuẩn chỉ phát triển mạnh một thời gian ngắn. Thỡi gian xử lý kéo dài: Vi khuẩn Nitrosomonas phải hấp thụ một lượng lớn khí amoniac trước khi chúng phân chia, và việc phân chia tế bào sẽ tốn một số ngày. Vi khuẩn phải qua một thời gian dài thích nghi được với môi trường mới để tăng trưởng và phát triển. CHƯƠNG V KẾT LUẬN KIẾN NGHỊV.1. KẾT LUẬN Khi nghiên cứu trên mô hình bể Aerotank cho thấy, vi khuẩn Nitrosomonas thích hợp sống trong môi trường nước thải có nồng độ ammonium cao từ 150 mg/l đến 300mg/l và dùng nước thải giàu ammonium làm thức ăn cho quá trình sinh trưởng và phát triển, Từ các kết quả phân tích cho thấy hiệu suất xử lý ammonium đạt đến 97% khi pH nằm trong khoảng 8 ÷ 8,5. Tuy nhiên, số liệu này được thực hiện tại phòng Thí Nghiệm nên không chính xác tuyệt đối và có thể bị tác động, thay đổi bởi các yếu tố môi trường bên ngoài như nhiệt độ, ánh sáng, thiết bị, dụng cụ, hoá chất, sai số trong quá trình phân tích V.2. KIẾN NGHỊ Việc nghiên cứu ứng dụng vi khuẩn Nitrosomonas vào công nghệ xử lý nước thải nói chung và đặc biệt là nước thải ngành công nghiệp chế biến nước tương nói riêng là một trong những đề tài mới đang được quan tâm ở Việt Nam. Vì thời gian nghiên cứu còn hạn chế, tác giả mong muốn có điều kiện nghiên cứu sâu hơn về các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình Nitrat hoá trong môi trường nước thải thật để từ đó xây dựng một công nghệ xử lý nước thải ngành công nghiệp chế biến nước tương có hiệu quả cao theo hướng tiết kiệm và an toàn với môi trường. TÀI LIỆU THAM KHẢO Mai Tuấn Anh, 2001: Tài liệu, giảng dạy môn hoá học kỹ thuật môi trường – Viện Môi Trường và Tài Nguyên, thành phố Hồ Chí Minh. Bộ Khoa Học, Công Nghệ Và Môi Trường, 1995: Các tiêu chuẩn nhà nước Việt Nam về môi trường (tập 1 – chất lượng nước) - Nhà xuất bản Khoa học và Kỹ thuật, Hà Nội. Đặng Kim Chi, 2001: Hoá học môi trường - Nhà xuất bản Khoa học và Kỹ thuật, Hà Nội. Đỗ Hồng Lan Chi, Lâm Minh Triết, 2004 : Vi sinh vật môi trường - Nhà xuất bản Đại Học Quốc Gia Thành Phố Hồ Chí Minh. Nguyễn Xuân Hoàn, 2004: Nghiên cứu xử lý ammonium trong nước rỉ rác bằng phương pháp sinh học kỵ khí - Luận văn cao học - Viện Môi Trường Và Tài Nguyên , Thành Phố Hồ Chí Minh. Hoàng Văn Huệ và Trần Đức Hạ, 2002: Thoát nước (tập 2 – xử lý nước thải) - Nhà xuất bản Khoa học và Kỹ thuật, Hà Nội. Trần Hiếu Nhuệ, 1990: Xử lý nước thải bằng phương pháp sinh học - Trường Đại Học Xây Dựng, Hà Nội. Trần Hiếu Nhuệ, 1999: Thoát nước và xử lý nước thải công nghiệp - Nhà xuất bản Khoa học và Kỹ thuật, Hà Nội. Lương Đức Phẩm, 2002: Công nghệ xử lý nước thải bằng biện pháp sinh học - Nhà xuất bản giáo dục Hà Nội. Lâm Minh Triết, Nguyễn Thanh Hùng và Nguyễn Phước Dân, 2004: Xử lý nước thải đô thị và công nghiệp - Nhà xuất bản Đại Học Quốc Gia thành phố Hồ Chí Minh. Lê Trình, 2004: Tập bài giảng Độc học môi trường - Nhà xuất bản Đại Học Quốc Gia thành phố Hồ Chí Minh. Viện Môi Trường và Tài Nguyên, 10/2002: Giáo trình thí nghiệm hoá kỹ thuật môi trường - Thành phố Hồ Chí Minh. Lê Thị Thu Tâm, 2005: Nghiên cứu ứng dụng qui trình Anamox để khử Ammonium trong nước thải nhà máy chế biến Thuỷ Sản - Luận văn cao học - Viện Môi Trường Và Tài Nguyên , Thành Phố Hồ Chí Minh. A. Olav Sleikers : Breaking down ammonia in one biological water cleaning tank – Unexpected bacterial marriage, Department of Biotechnology, TU Delft, The Netherland. A. Olav Sleikers : CANON and Anammox in a gas-lift reactor, Department of Biotechnology, TU Delft, The Netherland. Udo van Dongen, 2002: The combined SHARON ANAMMOX process, Department of Biotechnology, TU Delft, The Netherland. www.uni-bayreuth.de/.../nitrosomonas.jpg www.microbialgenome.org/.../nitrosomonas.jpg