Nghiên cứu sự phản nitrate hóa đạm amôn trong nước ở điều kiện phòng thí...

8/20/2019 Nghiên cứu sự phản nitrate hóa đạm amôn trong nước ở điều kiện phòng thí nghiệm

http://slidepdf.com/reader/full/nghien-cuu-su-phan-nitrate-hoa-dam-amon-trong-nuoc-o-dieu 1/72

TRƯỜNG ĐẠI HỌC CẦN THƠKHOA MÔI TRƯỜNG VÀ TÀI NGUYÊN THIÊN NHIÊN

HỒ NGỌC HIỀN

LUẬN VĂN TỐT NGHIỆP ĐẠI HỌC

CHUYÊN NGÀNH KHOA HỌC MÔI TRƯỜNG

NGHIÊN CỨU SỰ PHẢN NITRATE HÓA

ĐẠM AMÔN TRONG NƯỚC Ở ĐIỀU KIỆN

PHÒNG THÍ NGHIỆM

Cán bộ hướng dẫn: LÊ ANH KHA

Cần Thơ, 12/2013

WWW.FACEBOOK.COM/DAYKEM.QUY

WWW.FACEBOOK.COM/BOIDUONGHOAHOCQUY

WW.DAYKEMQUYNHON.UCOZ.COM

ng góp PDF bởi GV. Nguyễn Thanh Tú



PHÊ DUYỆT CỦA HỘI ĐỒNG

Luận văn kèm theo đây, với tựa đề là “Nghiên cứ u sự phản nitrate hoáđạm amôn trong nướ c ở điều kiện phòng thí nghiệm”, do Hồ Ngọc Hiền thựchiện và báo cáo đã được hội đồng chấm luận văn thông qua.

Cán bộ phản biện Cán bộ phản biện

PGS. Nguyễn Văn Công ThS. Nguyễn Thị Như Ngọc

Cán bộ hướng dẫn

ThS. Lê Anh Kha







LỜI CẢM ƠN

Luận văn tốt nghiệp là một thử thách đối với tôi vì nó đánh dấu một bướcngoặc trước khi tốt nghiệp. Sau một khoảng thời gian khá dài thực hiện đề tài luận

văn của mình tôi đã nhận được sự giúp đỡ rất nhiều từ mọi người. Giờ đây, khi hoàn

thành tôi xin được gởi lời cảm ơn chân thành đến quý thầy cô bộ môn Khoa học MôiTrường – Khoa Môi trường và Tài nguyên thiên nhiên đã truyền dạy vốn kiến thứcquý báu, những kinh nghiệm thực tế để từ đó tạo cơ hội cho tôi thực tập tốt và thựchiện đề tài của mình.

Đặc biệt tôi xin gởi lời cảm ơn chân thành đến thầy Lê Anh Kha đã tận tìnhgiúp đỡ, chỉ dạy tôi trong quá trình thực hiện đề tài.

Tôi cũng chân thành cảm ơn các bạn lớp Khoa học Môi trường – K36 đãgiúp đỡ và bổ sung những kiến thức cho đề tài luận văn của tôi.

Trong quá trình hoàn thành luận văn mặc dù đã có nhiều cố gắng nhưng cũngkhông tránh khỏi những thiếu sót. Rất mong nhận được sự đóng góp ý kiến cũngnhư bổ sung của quý thầy cô để đề tài được hoàn thiện hơn.

Tôi xin chân thành cảm ơn!

Cần Thơ, ngày 25 tháng 12 năm 2013

Sinh viên thực hiện

Hồ Ngọc Hiền







i

TÓM LƯỢC

Hiện nay, có nhiều phương pháp xử lý nitơ gồm phương pháp hóa học, phương pháp hóa lý và phương pháp sinh học. Trong các phương pháp trên, việc ápdụng quá trình sinh học để xử lý nước thải có chứa hợp chất nitơ đang được chú ý

và đẩy mạnh. Đây là phương pháp dùng vi sinh vật, chủ yếu là vi khuẩn để phânhủy các chất hữu cơ dễ phân hủy nhằm tạo ra các sản phẩm có lợi như cacbonic,nước và các chất vô cơ khác. Do vậy, đây là phương pháp tiết kiệm chi phí vậnhành và thân thiện với môi trường. Từ nhiều công trình nghiên cứu cho thấy có

nhiều phản ứng phức tạp xảy ra ở màng sinh học (biofilm). Đây là một nghiên cứunhằm ứng dụng giai đoạn khử nitrate hóa xảy ra ở màng sinh học để loại bỏ nitơ

trong nước thải tổng hợp. Một hệ thống xử lí dạng bể liên tục chứa đựng vật liệu tựchế là các khối bê tông có sự tham gia của màng sinh học (biofilm) được bố trí ở

phòng thí nghiệm. Kết quả chỉ ra rằng, khi sử dụng các khối vật liệu không cólớp màng biofilm thì hệ thống xử lý nitrate không đạt hiệu quả. Nồng độ nitrate đầu vào và đầu ra ít dao động, nước thải đầu ra vẫn còn tồn tại dạngđạm amon. Khi hệ thống sử dụng các khối vật liệu có lớp màng biofilm vàđược cung cấp lượng cacbon từ bên ngoài thì hệ thống loại được hơn 98%đạm nitrate, nồng độ TN giảm hơn 76%, nước thải đầu ra không còn đạmnitrite và amon, đạt quy chuẩn kỹ thuật quốc gia QCVN 40: 2011/BTNMT.







ii

MỤC LỤC

LỜI CẢM ƠN

TÓM LƯỢC ............................................................................................................ i

MỤC LỤC............................................................................................................... ii

CHƯƠNG 1: MỞ ĐẦU .................................................................................. 1

CHƯƠNG 2: LƯỢC KHẢO TÀI LIỆU ......................................................... 3

2.1 Đặc điểm nướ c thải nhà máy chế biến thuỷ sản .................................... 3

2.2 Sơ lượ c về các hợ p chất nitơ trong nướ c ............................................... 7

2.3 Tác hại của nitơ trong nướ c thải ............................................................ 8

2.3.1 Tác hại của nitơ đối vớ i sức khỏe cộng đồng .................................. 8

2.3.2 Tác hại của nitơ đối với môi trườ ng ................................................ 8

2.3.3 Tác hại của nitơ đối vớ i quá trình xử lý nướ c ................................. 9

2.4 Quá trình chuyển hóa các hợ p chất nitơ ................................................. 9

2.4.1 Quá trình amôn hoá ......................................................................... 9

2.4.2 Quá trình nitrate hoá ...................................................................... 10

2.4.3 Quá trình khử nitrate hoá ............................................................... 11

2.5 Các điều kiện để phản ứng loại nitrate xảy ra ...................................... 13

2.6 Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình khử nitrate .................................. 14

2.7 Sơ lượ c về hệ vi sinh vật trong nướ c ................................................... 15

2.8 Tác động của một số yếu tố lý hoá lên sinh trưở ng và phát triển của vi

sinh vật trong nướ c ................................................................................................ 18

2.8.1 Nhiệt độ ......................................................................................... 18

2.8.2 pH môi trườ ng ............................................................................... 19

2.8.3 Ảnh hưở ng của oxy đối vớ i sinh vật k ỵ khí .................................. 19

2.8.4 Ảnh hưở ng của ánh sáng mặt tr ờ i .................................................. 20

2.8.5 Nhu cầu oxy hoá học (COD) ......................................................... 20

2.9 Sinh trưở ng bám dính của màng sinh học (Biofilm) ........................... 20

2.10 Một số phương pháp xử lý nitơ trong nướ c thải ................................ 22

2.10.1 Phương pháp lý hóa ..................................................................... 22







iii

2.10.2 Phương pháp trao đổi ion ............................................................ 23

2.10.3 Phương pháp sinh học ................................................................. 23

2.11 Các công trình nghiên cứu có liên quan ............................................. 27

CHƯƠNG 3: PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨ U .......................................... 29

3.1 Thời gian và địa điểm nghiên cứu........................................................ 29

3.2 Phương tiện nghiên cứu ....................................................................... 29

3.3 Phương pháp nghiên cứu ..................................................................... 29

3.3.1 Tạo vật liệu thí nghiệm .................................................................. 29

3.3.2 Phương pháp bố trí thí nghiệm ...................................................... 31

3.3.3 Phương pháp thu mẫu .................................................................... 33

3.3.4 Phương pháp phân tích mẫu .......................................................... 34

3.3.5 Phương pháp xử lý số liệu ............................................................. 34

CHƯƠNG 4: KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬ N ................................................ 35

4.1 K ết quả tạo màng biofilm cho vật liệu thí nghiệm .............................. 35

4.2 K ết quả thí nghiệm vớ i dung dịch nướ c thải pha từ hóa chất có nồng độ

tương đương với nướ c thải nhà máy chế biến thủy sản ........................................ 36

4.2.1 Nhiệt độ ......................................................................................... 36

4.2.2 pH .................................................................................................. 37

4.2.3 EC .................................................................................................. 39

4.2.4 DO .................................................................................................. 40

4.2.5 COD ............................................................................................... 42

4.2.6 Tổng đạm ....................................................................................... 44

4.2.7 Tổng lân ......................................................................................... 46

CHƯƠNG 5: KẾT LUẬ N VÀ KIẾ N NGHỊ ................................................ 50

5.1 K ết luận ................................................................................................ 505.2 Kiến nghị .............................................................................................. 50

TÀI LIỆU THAM KHẢO

PHỤ LỤC







iv

DANH SÁCH BẢNG

Bảng 2.1: Đặc trưng thành phần nướ c thải của một số ngành công nghiệ p(trướ c xử lý) ................................................................................................................3

Bảng 2.2: Thành phần các chất trong nướ c thải của nhà máy chế biến thủysản ...............................................................................................................................4

Bảng 2.3: Thành phần nướ c thải công nghiệ p của một số nhà máy chế biến

thủy sản tiêu biểu ........................................................................................................5

Bảng 2.4: Giá tr ị nồng độ các chất ở đầu vào và đầu ra của hệ thống xử lýnướ c thải công nghiệ p chế biến thủy hải sản An Giang .............................................6

Bảng 3.1: Tên và lượ ng hóa chất được đưa vào bể cấ p ................................33

Bảng 3.2: Phương pháp phân tích từng chỉ tiêu ............................................34







v

DANH SÁCH HÌNH

Hình 2.1: Chuyển hóa các hợ p chất nitơ trong xử lý sinh học ......................13

Hình 3.1: Sơ đồ bố trí thí nghiệm tổng quát ..................................................32

Hình 4.1: Khối bê tông không có màng biofilm ...........................................35

Hình 4.2: Khối bê tông sau khi tạo màng biofilm .........................................35

Hình 4.3: Sự biến động nhiệt độ (oC) giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống

thí nghiệm khử nitrate vớ i nguồn cấ p pha từ hóa chất .............................................36

Hình 4.4: Sự biến động pH giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm

khử nitrate vớ i nguồn cấ p pha từ hóa chất ...............................................................37

Hình 4.5: Sự biến động độ dẫn điện (EC, µS/cm) giữa các điểm thu mẫu

trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate vớ i nguồn cấ p pha từ hóa chất .....................39Hình 4.6: Sự biến động oxy hòa tan (DO, mg/L) giữa các điểm thu mẫu trong

hệ thống thí nghiệm khử nitrate vớ i nguồn cấ p pha từ hóa chất ..............................41

Hình 4.7: Sự biến động của COD (mg/L) giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate vớ i nguồn cấ p pha từ hóa chất ...................................43

Hình 4.8: Sự biến động nồng độ Photphorus (mg/L) giữa các điểm thu mẫu

trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate vớ i nguồn cấ p pha từ hóa chất .....................44

Hình 4.9: Sự biến động nồng độ Nitrogen (mg/L) giữa các điểm thu mẫu

trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate vớ i nguồn cấ p pha từ hóa chất .....................46







1

CHƯƠNG 1

MỞ ĐẦU

Hiện nay, nướ c ta không ngừng đẩy mạnh công nghiệ p hóa hiện đại hóa nhằmthúc đẩy sự phát triển của nền kinh tế. Điều đó dẫn đến hàng loạt các khu công nghiệ pmọc lên, nếu không có sự kiểm soát và quản lý chặt chẽ thì sự phát triển về kinh tế sẽ đánh đổi bằng sự phá hoại về môi trườ ng và cuối cùng dẫn đến ô nhiễm môi trườ ng.

Vấn đề ô nhiễm do khu công nghiệp, đặc biệt ô nhiễm môi tr ường nướ c là vấn đề bứcthiết cần có sự quan tâm chặt chẽ của cấ p quản lý và ban ngành có liên quan. Nướ c thải

từ các khu công nghiệ p chứa hàm lượng đạm, lân, các chất hữu cơ độc hại khó phânhủy, các loại vi trùng gây bệnh,… rất cao, đặc biệt là các nhà máy chế biến thủy sản

đều chưa đượ c xử lý hoặc xử lý chưa triệt để trước khi đưa ra môi trườ ng bên ngoài(Bùi Thị Nga, 2006). Trong đó, sự ô nhiễm nitrate là mối quan tâm từ trước đến nay, vì

đây là nguồn dinh dưỡ ng tạo điều kiện thuận lợ i cho hiện tượ ng phú dưỡ ng của các

thủy vực, tảo phát triển mạnh, khi chết đi sẽ phóng thích các độc tố làm ảnh hưởng đếnđờ i sống của thủy sinh vật, gây ra hiện tượ ng ô nhiễm các kênh r ạch, và trong hệ tiêuhóa của con ngườ i NO3

- sẽ bị chuyển hóa thành nitrosamine là hợ p chất gây ung thư(Lương Đức Phẩm, 2007) làm ảnh hưở ng xấu đến sức khỏe cộng đồng.

Theo Lê Huy Bá và Lâm Minh Triết (2000), nướ c thải sau khi qua các giai

đoạn xử lý của nhà máy chỉ làm giảm phần nào nguồn cacbon hữu cơ, còn lại chấtdinh dưỡng đạm và lân. Sau khi xử lý sinh học, bình thường nướ c thải có thể giảm

đượ c 90 - 98% BOD, nhưng tổng nitơ chỉ giảm đượ c 30 – 40% và khoảng 30%

lượng photpho. Khi trong nướ c thải có hàm lượ ng N từ 30 – 60mg/l và hàm lượ ng Ptừ 4 – 8mg/l sẽ là môi trường quá giàu dinh dưỡ ng r ất thích hợ p cho rêu tảo và thựcvật thuỷ sinh phát triển (Lương Đức Phẩm, 2007). Vì vậy việc áp dụng, lựa chọn các

phương pháp hợp lý để xử lý nguồn nướ c thải là hết sức quan tr ọng.

Công nghệ xử lý nướ c thải ngày càng đi sâu vào áp dụng công nghệ sinh học

và các biện pháp sinh học cũng đã chứng minh hiệu quả xử lý triệt để, hơn hẳnnhững biện pháp xử lý hóa lý khác. Phương pháp xử lý nướ c thải dùng hệ vi sinh

vật bám dính có ưu điểm gọn nhẹ, đơn giản và tiết kiệm trong vận hành đã mở ratriển vọng ứng dụng r ộng cho các công trình xử lý nướ c thải.

Hiện nay có nhiều công trình nghiên cứu loại bỏ dinh dưỡng đạm lân trongnướ c thải bằng biện pháp sinh học như: Sử dụng hạt đất nung và khối bê tông để

loại bỏ đạm và lân trong nướ c (Lê Anh Kha, 2003), nghiên cứu tính đa dạng nhómvi sinh vật nitrate hoá (Slil et al., 2007), nghiên cứu xử lý nướ c ngầm nhiễm amoni bằng phương pháp sinh học k ết hợ p nitrate hoá và khử nitrate vớ i giá thể vi sinh là

sợ i Acrylic (Nguyễn Việt Anh và ctv, 2005) và thí nghiệm khử nitơ amôn trong







2

nướ c ngầm bằng công nghệ sinh học ứng dụng giá thể vi sinh dạng sợ i Polyester(Lều Thọ Bách, 2009). Theo Tr ần Đức Hạ (2002) để loại dinh dưỡng đạm trong

nướ c bằng biện pháp sinh học cần thiết phải có nitrate hoặc nitrite,… Chứng tỏ việcloại đạm, lân trong nướ c thải đang được quan tâm và đạt đượ c nhiều k ết quả.

Quá trình chuyển hoá nitơ là rất quan tr ọng trong xử lý nướ c thải, đượ c xemlà một cách loại thải amôn và nitrate thừa trong môi trườ ng. Trong xử lý nướ c thải,

sự loại thải hợ p chất đạm có thể đượ c thực hiện bở i sự k ết hợ p của quá trình nitratehoá và quá trình khử nitrate. Thông qua quá trình phản nitrate hoá, nitrate đượ cchuyển hoá thành N2O hoặc N2 bay vào khí quyển làm giảm hàm lượng đạm trongnướ c thải. Do vậy, đề tài “Nghiên cứ u sự phản nitrate hoá đạm amôn trongnướ c ở điều kiện phòng thí nghiệm” đượ c thực hiện.

Mục tiêu nghiên cứ u

Sử dụng vật liệu bám dính khảo sát sự phản nitrate hoá đạm amôn trong dung

dịch pha từ hóa chất ở điều kiện phòng thí nghiệm để có thể ứng dụng vào thực tế xử lí nướ c thải sinh hoạt, nướ c thải của tr ại chăn nuôi, xí nghiệ p giết mổ gia súc haynướ c thải của xí nghiệ p chế biến thuỷ hải sản trướ c khi thải vào sông r ạch tự nhiên.

Nội dung nghiên cứ u

Tạo các khối bê tông có dạng khối lập phương từ những nguyên liệu dễ tìm

và r ẻ tiền như cát, đá, xi măng.

Tạo lớ p màng biofilm trên bề mặt vật liệu bám dính có nguồn gốc từ hệ vi

sinh vật có sẵn trong hệ thống nướ c thải nhà máy chế biến thủy sản.

Thực hiện thí nghiệm vớ i nướ c thải tổng hợ p có nồng độ tương đương vớ inồng độ nướ c thải sau giai đoạn nitrate hóa của nhà máy chế biến thủy sản dựa theocác tài liệu tham khảo.

Theo dõi sự phản nitrate hóa đạm amôn trong bể phản ứng để tính hiệu suấtxử lý của vật liệu.







3

CHƯƠNG 2

LƯỢ C KHẢO TÀI LIỆU

2.1 Đặc điểm nướ c thải nhà máy chế biến thuỷ sản

Thành phần nướ c thải các khu công nghiệ p phụ thuộc vào ngành nghề của

các cơ sở sản xuất trong khu công nghiệ p.

Thành phần nướ c thải của các khu công nghiệ p chủ yếu bao gồm các chất lơlửng (SS), chất hữu cơ (thể hiện qua hàm lượ ng BOD, COD), các chất dinh dưỡ ng(biểu diễn bằng hàm lượ ng tổng nitơ và tổng photpho) và kim loại nặng.

Bảng 2.1: Đặc trưng thành phần nướ c thải của một số ngành công nghiệp (trướ c xử lý)

Ngành công nghiệp Chất ô nhiễm chính Chất ô nhiễm phụ

Chế biến đồ hộ p, thủy sản,rau quả, đông lạnh

BOD, COD, pH, SS Màu, tổng P, N

Chế biến nướ c uống có cồn, bia, rượ u

BOD, pH, SS, N, P TDS, màu, độ đục

Chế biến thịt BOD, pH, SS, độ đục NH4+, P, màu

Sản xuất bột ngọt BOD, SS, pH, NH4+ Độ đục, NO3

-, PO43-

Cơ khí COD, dầu mỡ , SS, CN-, Cr, Ni

SS, Zn, Pb, Cd

Thuộc da BOD5, COD, SS, Cr, NH4+,

dầu mỡ , phenol, sunfua N, P, tổng Coliform

Dệt nhuộm SS, BOD, kim loại nặng,dầu mỡ

Màu, độ đục

Phân hóa học pH, độ acid, F, kim loạinặng

Màu, SS, dầu mỡ , N, P

Sản xuất phân hóa học NH4+, NO3

-, ure pH, hợ p chất hữu cơ

Sản xuất hóa chất hữu cơ, vôcơ

pH, tổng chất r ắn, SS, Cl-,SO4

2- COD, phenol, F, Silicat, kimloại nặng

Sản xuất giấy SS, BOD, COD, phenol,lignin, tannin

pH, độ đục, độ màu

(Nguồn: Quan tr ắ c và kiể m soát ô nhiễm môi trường nướ c, Lê Trình, NXB KHKT, 1997)

Ngành chế biến thủy sản đã sử dụng một lượng nướ c r ất lớ n trong quá trình

chế biến đồng thời cũng thải ra môi trườ ng một lượ ng lớn nướ c thải cùng vớ i cácchất thải r ắn (đầu, dè, mực, vây, vỏ tôm,…)

Lượng nướ c thải từ các công nghệ r ất khác nhau, phụ thuộc vào lượng nướ ccấ p, quy trình công nghệ, phương pháp chế biến, tình tr ạng máy móc. Lượng nướ c







4

thải từ các công ty dao động r ất lớ n, ở Việt Nam nướ c thải tính trên một tấn sản phẩm dao động từ 30 – 200m3.

Khối lượ ng và chế độ thải nướ c, thành phần và tính chất nướ c thải tuỳ thuộcvào nhiều yếu tố, trong đó chủ yếu là: nguyên liệu và các hoá chất sử dụng trong sản

xuất; dây chuyền công nghệ sản xuất; chất lượng nướ c tiêu thụ cho các nhu cầu sảnxuất; điều kiện địa phương (Trần Hiếu Nhuệ, 1999).

Thành phần chính của nướ c thải nhà máy chế biến thuỷ sản gồm có:

-

Nướ c thải sản xuất là loại nước dùng để r ửa thuỷ sản trong sản xuất.

-

Nướ c thải vệ sinh công nghiệ p là loại nướ c dùng để vệ sinh tay, chân côngnhân trướ c khi vào ca sản xuất, r ửa dụng cụ chế biến, thiết bị, máy móc và sàn nhà

phân xưở ng mỗi ngày,… -

Nướ c thải sinh hoạt từ hoạt động sinh hoạt của cán bộ, công nhân viên trong

nhà máy.

Hiện nay, lượng nướ c thải sinh ra từ lĩnh vực chế biến thủy sản khá lớ n, cụ

thể như tổng lượng nướ c thải từ các Khu công nghiệ p ở Đồng bằng sông Cửu Longlà 13.700 m3/ngày, trong đó Cần Thơ chiếm 11.300 m3/ngày (Bộ Tài nguyên Môi

Trườ ng, 2009).

Theo Viện Công nghệ Môi trườ ng – Trung tâm KHTN&CN Quốc gia: Nướ cthải nhà máy chế biến thuỷ sản được đặc trưng bởi hàm lượ ng ô nhiễm chất hữu cơvà nitơ cao. Nồng độ BOD ≥ 1000mg/l và tổng nitơ ≥150mg/l. Tỉ lệ COD/BOD5 nằm trong khoảng 1.1 – 1.3, cho phép xử lý nướ c thải theo phương pháp sinh học

đạt hiệu quả cao. Số liệu khảo sát tại một số nhà máy chế biến thuỷ sản tại Việt Nam về thành phần các chất ô nhiễm thể hiện ở bảng sau:

Bảng 2.2: Thành phần các chất trong nướ c thải của nhà máy chế biến thuỷ sản

Đơn vị tính: mg/l

Thành phần Hàm lượ ng

Chất r ắn lơ lửng

COD

BOD

Tổng nitơ Photpho

800 – 2000

700 – 1500

600 – 1300

100 – 35030 – 70

Đặc điểm nướ c thải thủy sản là bị ô nhiễm bở i các chất hữu cơ, chất r ắn lơlửng, các chất dinh dưỡ ng và vi sinh vật gây bệnh. Các chất ô nhiễm này khi thải rangoài môi trườ ng gây ô nhiễm lan tỏa tới môi trường đất, nướ c, không khí, ảnh

hưở ng tớ i kinh tế, cảnh quan và sức khỏe con ngườ i.







5

Nướ c thải chế biến thủy sản có hàm lượng COD dao động trong khoảng1000÷1200 mg/L, hàm lượ ng BOD5 cũng khá lớ n từ 400÷3800 mg/L, nồng độ chất

r ắn lơ lửng từ 125÷400 mg/L, trong nướ c còn chứa các vụn thủy sản và các vụn nàythườ ng dễ lắng, hàm lượng nitơ từ 57÷120 mg/L và photpho từ 13÷90 mg/L, tổng vi

khuẩn hiếu khí từ 104 – 105 khuẩn lạc/100ml.

Bảng 2.3: Thành phần nướ c thải công nghiệ p của một số nhà máy chế biến thủy sản (CBTS)tiêu biểu.

Thành phần hóa học Nhà máy CBTS PhươngNam (tỉnh Sóc Trăng)

Xí nghiệp đông lạnh TS 30-4(Thị xã Vĩnh Long)

pH 6.5 – 7.5 6.6 – 6.7

COD (mg/L) 1200 1780

BOD5 (mg/L) 800 1100

Tổng N 98 85

Chất r ắn lơ lửng(mg/L)

250 300

(Nguồn: Nguyễn Đức Lượ ng, 2003)

Nướ c thải nhà máy chế biến thủy sản chứa đầy đủ các chất dinh dưỡ ng thíchhợ p cho công nghệ xử lý sinh học (Hồ Mỹ Loan, 2007).

Nồng độ các chất bẩn trong nướ c thải có thể đậm đặc hoặc loãng tùy thuộcvào sản phẩm của từng quy trình sản xuất (Lê Hoàng Việt, 2005).

Theo nghiên cứu của Bùi Thị Nga (2008), cho thấy nướ c thải tại KCN Trà Nóc

có hàm lượ ng chất r ắn lơ lửng vượ t QCVN từ 2-53 lần, chất hữu cơ vượ t từ 5-6 lần,coliform vượ t từ 2 – 48 lần (QCVN 08:2008/BTNMT); điều này đã làm gia tăng mứcđộ ô nhiễm môi trườ ng trên các sông, r ạch và ảnh hưở ng nghiêm tr ọng đến quá trình

nuôi tr ồng thủy sản, sinh hoạt của cộng đồng dân cư tại chổ và lân cận.

Tuy nhiên, nồng độ và thành phần các chất hữu cơ có trong nướ c thải thay

đổi theo mùa thủy sản, theo mức nướ c sử dụng, có xu hướ ng giảm dần ở những lầnr ửa sau cùng. Cho nên, cũng khó đề xuất ra một quy trình xử lý phù hợ p.

Trên thực tế thành phần chất thải bị ô nhiễm đạm không chỉ chứa nitrate mà

có nhiều dạng khác nhau của nitơ. Thật vậy theo số liệu tháng 6 năm 2004 củanhóm sinh viên lớp môi trườ ng K26 trong quyển “ Khảo sát hiện tr ạng môi trườ ngxí nghiệ p chế biến thuỷ hải sản An Giang (Agifish 7)” có giá trị các thông số ở đầu

vào và đầu ra của hệ thống xử lí nướ c thải của xí nghiệp như sau:







6

Bảng 2.4: Giá tr ị, nồng độ các chất ở đầu vào và đầu ra của hệ thống xử lý nướ c thải của xínghiệ p chế biến thuỷ hải sản An Giang

Thông số Đầu vào(mg/L)

Đầu ra(mg/L)

TCVN (Nướ c thải côngnghiệp loại A)

Nhiệt độ (0C) 28.5 30.3 40

DO (mg/l) 1.05 1.04 -

COD (mg/l) 2512 121.6 50

N-NO3- (mg/l) 18.1 5.85 -

TN (mg/l) 49.8 32.8 30

PO43- (mg/l) 70.6 1.53 -

TP (mg/l) 137.6 28.6 4

Qua bảng 2.4 cho thấy nướ c thải của xí nghiệ p có nồng độ N-NO3- và TN r ất

cao. Khi trong nướ c thải có hàm lượ ng N từ 30 – 60mg/l và hàm lượ ng P từ 4 –

8mg/l sẽ là môi trường quá giàu dinh dưỡ ng r ất thích hợ p cho rêu tảo và thực vậtthuỷ sinh phát triển (Lương Đức Phẩm, 2007).

Nướ c thải còn chứa nhiều mảnh vụn thịt và ruột, đầu, vỏ,… và các thành phần hữu cơ cao khi thải tr ực tiế p vào thủy vực qua thờ i gian lâu dài sẽ làm chothủy vực mất khả năng tự làm sạch dẫn đến thủy vực bị ô nhiễm hữu cơ. Nếu thủyvực chứa quá nhiều chất hữu cơ thì chất hữu cơ chủ yếu đượ c phân hủy bở i vi sinh

vật yếm khí. Khi đó sản phẩm phân hủy chất hữu cơ là các khí thường độc và cómùi hôi khó chịu như metan (CH4), ammoniac (NH3), sunfuahydro (H2S),… Trongtrườ ng hợ p này nồng độ oxy trong nước (DO) cũng bị giảm xuống dướ i mức độ giớ ihạn đối vớ i cá, dẫn đến các sinh vật hiếu khí bị chết hay tr ốn khỏi nguồn nước đógây mất cân bằng sinh thái và chuỗi thức ăn (Trịnh Lê Hùng, 2009).

Trong nướ c thải thủy sản còn chứa r ất nhiều chất dinh dưỡng đặc biệt là nitơvà các chất khoáng khác. Các chất này khi vào nguồn nướ c sẽ gây nên hiện tượ ng

phú dưỡ ng hóa cho nguồn nướ c. Các chất dinh dưỡ ng sẽ đượ c phù du thực vật, nhất

là tảo lam, hấ p thụ tạo nên sinh khối trong quá trình quang hợ p. Sự phát triển độtngột của tảo lam trong nguồn nướ c giàu chất dinh dưỡng làm cho nướ c có mùi và

độ màu tăng lên, chế độ oxy trong nguồn nướ c không ổn định. Sau quá trình phát

triển, phù du thực vật bị chết. Xác phù du thực vật sẽ làm tăng thêm một lượ ng chấthữu cơ, tạo nên sự nhiễm bẩn lần hai trong nguồn nướ c (Tr ần Đức Hạ, 2002).







7

2.2 Sơ lượ c về các hợ p chất nitơ trong nướ c

Trong nướ c các hợ p chất nitơ thườ ng tồn tại ở 3 dạng: hợ p chất hữu cơ,ammoniac và dạng oxi hoá (nitrite, nitrate), các dạng này là khâu chuỗi phân huỷ hợ p chất chứa nitơ hữu cơ như protein và hợ p phần của protein (Lương Đức Phẩm,

2007).

Protein NH3, NH4+

NO2- NO3

-

NO3- NO2

- NO N2O N2

Các nguồn nitơ sử dụng cho vi sinh vật thực tế bao gồm toàn bộ các nguồn

nitơ hữu cơ và vô cơ. Nitơ đượ c chuyển hoá để tạo ra các protein, các axit nucleic,

các polime của thành tế bào. Nitơ chiếm khoảng 12% tr ọng lượ ng khô của một khốivi sinh vật nguyên chất, trong nướ c thải giá tr ị này chiếm khoảng 10% (Nguyễn VănTố, 1999).

Cũng theo Nguyễn Văn Tố (1999), khi phân tích hàm lượng nitơ trong nướ c:

-

Nếu nướ c thải chứa hầu hết các hợ p chất nitơ hữu cơ, amomiac, hoặc NH4OH là nướ c mớ i bị ô nhiễm.

-

Nếu nướ c chứa hợ p chất nitơ chủ yếu là nitrite (NO2-) là nước đã bị ô nhiễm

một thờ i gian dài.

-

Nếu nướ c chỉ chứa chủ yếu là hợ p chất nitơ ở dạng nitrate (NO3-) chứng tỏ quá trình phân huỷ đã kết thúc. Tuy vậy, các nitrate chỉ bền ở điều kiện hiếu khí, khi

ở điều kiện thiếu khí hoặc k ỵ khí các nitrate dễ bị khử thành N2O, NO và nitơ phântử tách khỏi nướ c bay vào không khí.

Ammoniac (NH 3 ): ammoniac có mặt tự nhiên trong nướ c mặt và nướ c thảisinh hoạt. Ammoniac ở trong nướ c tồn tại dạng NH3 và NH4

+ (NH4OH, NH4 NO3,

(NH4)2SO4,…) tùy thuộc vào pH của nướ c vì nó là một bazơ yếu. Tính độc của NH3 cao hơn các ion amon (NH4

+). Vớ i nồng độ 0.01 mg/l NH3 đã gây độc cho cá qua

đườ ng máu, nồng độ 0.2 – 0.5 mg/l đã gây độc cáp tính.

Nitrate (NO3- ): nitrate là sản phẩm cuối cùng của quá trình phân hủy các hợ p

chất hữu cơ chứa N có trong chất thải của người và động vật, thực vật. Nitrate chỉ bền ở điều kiện hiếu khí, trong điều kiện yếm khí chúng nhanh chóng bị khử thành

nitơ tự do tách ra khỏi nướ c. Trong nướ c tự nhiên, nồng độ nitrate thườ ng nhỏ hơn5mg/l. Vùng bị ô nhiễm do chất thải hoặc phân bón hàm lượ ng nitrate trong nướ c

Vi khuẩn nitrate hoá

Vi khuẩn khử

Phân hu

Nitrosomonas Nitrobacter







8

trên 10mg/l, làm cho rong tảo dễ phát triển, gây ảnh hưở ng xấu đến chất lượng nướ csinh hoạt và nuôi tr ồng thủy sản.

Bản thân nitrate không có độc tính, nhưng trong cơ thể nó bị chuyển hoáthành nitrite r ồi k ết hợ p vớ i một số chất khác có thể tạo thành hợ p chất nitrozo là

chất có khả năng gây ung thư (Lương Đức Phẩm, 2007).Trong nước nitơ tồn tại ở các dạng khác nhau như: NH4

+, NO2-, NO3

- và các

dạng hữu cơ, trong đó NH4+, NO3

- là dạng đượ c sinh vật hấ p thụ nhiều nhất, N-NH3 làmuối dinh dưỡ ng quan tr ọng r ất cần thiết cho đờ i sống của thủy sinh vật, là nguồn

nguyên liệu chủ yếu cung cấ p cho thủy sinh vật sử dụng tạo nên chất sống vì thực vậtthủy sinh là nguồn thức ăn quan trọng cho tôm cá,… (Đặng Kim Chi, 1996).

2.3 Tác hại của nitơ trong nướ c thải

2.3.1 Tác hại của nitơ đối vớ i sứ c khỏe cộng đồng

Trên bình diện sức khoẻ nitơ tồn tại trong nướ c thải có thể gây nên hiệu ứngvề môi trườ ng. Sự có mặt của nitơ trong nướ c thải có thể gây ra nhiều ảnh hưở ng

xấu đến hệ sinh thái và sức khoẻ cộng đồng. Khi trong nướ c thải có nhiềuammoniac có thể gây độc cho cá và hệ động vật thuỷ sinh, làm giảm lượ ng ôxy hoà

tan trong nước. Khi hàm lượng nitơ trong nướ c cao cộng thêm hàm lượ ng phôtphocó thể gây phú dưỡ ng nguồn tiế p nhận làm nướ c có màu và mùi khó chịu đặc biệt là

lượng ôxy hoà tan trong nướ c giảm mạnh gây ngạt cho cá và hệ sinh vật trong hồ.

Khi xử lý nitơ trong nướ c thải không tốt, để hợ p chất nitơ đi vào trong chuỗi

thức ăn hay trong nướ c cấ p có thể gây nên một số bệnh nguy hiểm. Nitrate tạo

chứng thiếu vitamin và có thể k ết hợ p với các amin để tạo thành các nitrosamin lànguyên nhân gây ung thư ở ngườ i cao tuổi. Tr ẻ sơ sinh đặc biệt nhạy cảm vớ i nitratelọt vào sữa mẹ, hoặc qua nước dùng để pha sữa. Khi lọt vào cơ thể, nitrate chuyển

hóa thành nitrite nhờ vi khuẩn đườ ng ruột. Ion nitrite còn nguy hiểm hơn nitrate đốivớ i sức khỏe con ngườ i. Khi tác dụng với các amin hay alkyl cacbonat trong cơ thể

ngườ i chúng có thể tạo thành các hợ p chất chứa nitơ gây ung thư. Trong cơ thể nitrite có thể ôxy hoá sắt II ngăn cản quá trình hình thành Hb làm giảm lượ ng ôxytrong máu có thể gây ngạt, nôn, khi nồng độ cao có thể dẫn đến tử vong.

2.3.2 Tác hại của nitơ đối với môi trườ ng

Nitơ trong nướ c thải cao, chảy vào sông, hồ làm tăng hàm lượ ng chất dinhdưỡ ng. Do vậy nó gây ra sự phát triển mạnh mẽ của các loại thực vật phù du nhưrêu, tảo gây tình tr ạng thiếu oxy trong nướ c, phá vỡ chuỗi thức ăn, giảm chất lượ ngnướ c, phá hoại môi trườ ng trong sạch của thủy vực, sản sinh nhiều chất độc trongnước như NH4

+, H2S, CO2, CH4... tiêu diệt nhiều loại sinh vật có ích trong nướ c.

Hiện tượng đó gọi là phú dưỡ ng nguồn nướ c.







9

Hiện nay, phú dưỡng thườ ng gặ p trong các hồ đô thị, các sông và kênh dẫnnướ c 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 độngtiêu cực tớ i hoạt động sống của dân cư đô thị, làm biến đổi hệ sinh thái của nướ c hồ,

tăng thêm mức độ ô nhiễm không khí của khu dân cư.

2.3.3 Tác hại của nitơ đối vớ i quá trình xử lý nướ c

Sự có mặt của nitơ có thể gây cản tr ở cho các quá trình xử lý làm giảm hiệuquả làm việc của các công trình. Mặt khác nó có thể k ết hợ p vớ i các loại hoá chất

trong xử lý để tạo các phức hữu cơ gây độc cho con ngườ i.

Vớ i đặc tính như vậy việc xử lý nitơ trong giai đoạn hiện nay đang là vấn đề

đáng đượ c nghiên cứu và ứng dụng.Vấn đề này đã đượ c các nhà nghiên cứu, cáchọc giả đi sâu tìm hiểu.

2.4 Quá trình chuyển hóa các hợ p chất nitơ

Trong các môi trườ ng tự nhiên, nitơ tồn tại ở các dạng khác nhau, từ nitơ phân tử ở dạng khí cho đến các hợ p chất hữu cơ phức tạp có trong cơ thể động vật,thực vật và con người. Trong cơ thể sinh vật, nitơ tồn tại chủ yếu dướ i dạng các hợ pchất đạm hữu cơ như protein, axit amin. Khi cơ thể sinh vật chết đi, lượng nitơ hữucơ này tồn tại ở trong đất. Dướ i tác dụng của nhóm vi sinh vật hoại sinh, protein

đượ c phân giải thành các axit amin. Các axit amin lại đượ c một nhóm vi sinh vật phân giải thành NH3 hoặc NH4

+ gọi là nhóm vi khuẩn amôn hóa. Quá trình này gọilà sự khoáng hóa chất hữu cơ vì qua đó nitơ hữu cơ đượ c chuyển thành dạng nitơ

khoáng. Dạng NH4+

sẽ đượ c chuyển hóa thành dạng NO3-

nhờ nhóm vi khuẩnnitrate hóa. Các hợ p chất nitrate lại đượ c chuyển hóa thành dạng nitơ phân tử, quátrình này gọi là sự phản nitrate hóa đượ c thực hiện bở i nhóm vi khuẩn phản nitrate.

Khí nitơ sẽ đượ c cố định lại trong tế bào vi khuẩn và tế bào thực vật sau đó chuyểnthành dạng nitơ hữu cơ nhờ nhóm vi khuẩn cố định nitơ. Như vậy vòng tuần hoàn

nitơ đượ c khép kín. Trong hầu hết các khâu chuyển hóa của vòng tuần hoàn đều cósự tham gia của các nhóm vi sinh vật khác nhau. Nếu sự hoạt động của một nhóm

nào đó ngừng lại, toàn bộ sự chuyển hóa của vòng tuần hoàn cũng sẽ bị ảnh hưở ngnghiêm tr ọng (Tr ần Cẩm Vân, 2002).

2.4.1 Quá trình amôn hoá

Bản chất của quá trình amôn hóa là sự tạo thành NH3 hoặc NH4+ từ các hợ p

chất nitơ hữu cơ (protein, urê, axit nucleic…) dưới tác động của vi sinh vật.

Trong thiên nhiên tồn tại nhiều dạng hợ p chất nitơ hữu cơ như protein, acidamin, acid nucleic, urê… Các hợ p chất này đi vào nướ c từ nguồn xác động vật, thực

vật, các loại phân chuồng, phân xanh, rác rưở i. Thực vật không thể đồng hóa đượ c







10

dạng nitơ hữu cơ phức tạp như trên, nó chỉ có thể sử dụng đượ c sau quá trình amônhóa, các dạng nitơ hữu cơ đượ c chuyển hóa thành dạng NH4

+ hoặc NH3.

2.4.2 Quá trình nitrate hoá

Theo Tr ần Cẩm Vân (2005), các dạng nitơ hữu cơ đượ c chuyển hoá thành dạng

NH4+, NH3 thông qua quá trình amôn hoá. Sau quá trình amôn hoá là quá trình nitratehoá chuyển hoá amôn thành nitrate bở i hoạt động của vi sinh vật. Nhóm vi sinh vật tiến

hành quá trình này gọi chung là nhóm vi khuẩn nitrate hoá bao gồm hai nhóm tiến hànhhai giai đoạn của quá trình. Giai đoạn oxy hoá NH4

+ thành NO2- gọi là giai đoạn nitrite

hoá, giai đoạn oxy hoá NO2- thành NO3

- gọi là giai đoạn nitrate hoá.

Giai đoạn nitrite hoá

Quá trình oxy hoá NH4+ tạo thành NO2

- đượ c tiến hành bở i vi khuẩn Nitritehoá. Chúng thuộc nhóm vi sinh vật tự dưỡng hoá năng có khả năng oxy hoá NH4

+ bằng oxy không khí và tạo ra năng lượ ng.

NH4+ + 3/2 O2 NO2

- + H2O + năng lượ ng

Năng lượng này dùng để đồng hoá CO2 thành cacbon hữu cơ. Enzyme xúctác cho quá trình này là các enzyme của quá trình hô hấ p hiếu khí.

Nhóm vi khuẩn nitrite hoá bao gồm 4 chi khác nhau: Nitrosomonas, Nitrozocystis, Nitrozlobus và Nitrosopira chúng đều thuộc loại tự dưỡ ng bắt buộc,

không có khả năng sống trên môi trườ ng thạch. Do vậy phân lậ p chúng r ất khó, phảidung silicagen thay cho thạch (Tr ần Cẩm Vân, 2002).

Giai đoạn nitrate hoá

Quá trình oxy hoá NO2- thành NO3

- đượ c thực hiện bở i nhóm vi khuẩn nitrate.

Chúng cũng là những nhóm vi sinh vật tự dưỡng hoá năng có khả năng oxy hoá NO2-

tạo thành năng lượng. Năng lượng này đượ c dùng để đồng hoá CO2 tạo thành đườ ng.

NO2- + ½ O2 NO3

- + năng lượ ng

Nhóm vi khuẩn tham gia quá trình oxy hoá NO2- thành NO3

- bao gồm:

Nitrobacter, Nitrosospira và Nitrococcus . Ngoài nhóm vi khuẩn tự dưỡng hoá năngnày, trong đất còn có một số loài vi sinh vật dị dưỡng cũng tiến hành quá trình

nitrate hoá. Đó là vi khuẩn và xạ khuẩn thuộc các chi Pseudomonas,Corynebacterium, Streptomyces ,…(Tr ần Cẩm Vân, 2002).

Theo Tr ần Cẩm Vân (2002), quá trình nitrate hoá là một khâu quan tr ọngtrong vòng tuần hoàn nitơ, nhưng đối vớ i nông nhiệ p nó có nhiều điều bất lợ i: Dạng

đạm nitrate thườ ng dễ bị r ửa trôi xuống các tầng sâu, dễ bị đi vào quá trình phảnnitrate hoá tạo thành khí nitơ làm mất đạm. Anion NO3

- thườ ng k ết hợ p vớ i ion H+







11

trong đất tạo thành HNO3 làm cho pH đất giảm xuống r ất bất lợi đối vớ i cây tr ồng.Hơn nữa, lượ ng nitrate dư thừa trong đất đượ c cây tr ồng hấ p thu nhiều làm cho hàm

lượ ng nitrate trong sản phẩm lương thực, thực phẩm cao gây độc cho ngườ i.

2.4.3 Quá trình khử nitrate hoá

Sự phản nitrate hoá đượ c hiểu là quá trình khử nitrate tạo ra sản phẩm cuốicùng là nitơ phân tử.

Quá trình nitrate hoá mang nhu cầu oxy cho nguồn tiế p nhận nước. Do đónitrate cần phải đượ c loại bỏ trước khi chúng đượ c thải vào nguồn tiế p nhận, đặc

biệt đối vớ i nguồn cấp nướ c uống (Đỗ Hồng Lan Chi và Lâm Minh Triết, 2005).

Vi sinh vật thực hiện quá trình khử nitrate có tên chung là Denitrifier bao

gồm ít nhất 14 loài vi sinh vật. Ví dụ Bacillus, Pseudomonas, Methanomonas,Thiobacillus. Phần lớ n loại vi sinh vật trên sử dụng oxy hoặc nitrate, nitrite làm chấtoxy hóa (nhận điện tử trong các phản ứng sinh hóa) để sản xuất năng lượng (Lê VănCát, 2007).

Quá trình phản nitrate hoá đượ c xảy ra theo hai chiều hướ ng khác nhau:

Phản nitrate hoá tr ự c ti ế p: đượ c thực hiện bở i r ất nhiều vi sinh vật khác

nhau, trong đó đáng chú ý nhất là những loài sau:

Chromobacterium denitrificans: loài này không tạo bào tử, chúng thuộc loài

yếm khí tuỳ tiện, chúng có khả năng khử nitrate thành N2 tự do.

Achromobacter stutzeri: loài này thườ ng tạo thành chuỗi dài. Chúng có khả

năng làm đông tụ sữa và có khả năng lên men một số đườ ng tạo thành các chất khí. Pseudomonas fluorescens: loài tr ực khuẩn này có khả năng chuyển động,

trong thiên nhiên chúng tạo thành chuỗi.

Bacterium pyocianeum: loài này có khả năng oxy hoá nitrate thành N2 trong

môi trường chúng thườ ng tạo sắc tố màu xanh.

Cơ chế chuyển hoá nitrate trong quá trình phản nitrate hoá là một cơ chế r ất

phức tạ p. Sự phức tạ p của cơ chế này phụ thuộc r ất nhiều ở từng giống vi sinh vậtvà điều kiện xãy ra quá trình. Quá trình này có thể xãy ra ba trườ ng hợ p khác nhau:

Trườ ng hợ p thứ nhấ t: Nhiều loài vi khuẩn và cả nấm hoại sinh có thể khử axit nitric thành axit nitr ơrit theo phương trình sau:

HNO3 + 2H HNO2 + H2O







12

Trườ ng hợ p thứ hai: Nhiều loài vi khuẩn có khả năng khử nitrate thành NH3 theo phương trình sau:

HNO3 + 8H NH3 + 3H2O

Trườ ng hợ p thứ ba: Nhiều loài vi sinh vật khác lại có khả năng khử nitrate

thành N2 tự do qua một số sản phẩm trung gian như phương trình sau: 2HNO3 2HNO2 2HNO N2

Tất cả quá trình khử nitrat đều có ý nghĩa giải phóng năng lượ ng cho vi sinhvật phát triển. Các vi sinh vật tham gia phản ứng nitrate là những vi sinh vật hô hấ ptuỳ tiện. Trong điều kiện thoáng khí, chúng sử dụng CO2 làm chất nhận H2. Trongđiều kiện yếm khí, chúng sử dụng nitrate làm nhiệm vụ này. Trong thiên nhiên luôn

xảy ra quá trình phản nitrate hoá. Quá trình này là một quá trình có hại cho thực vậtvì bản chất của quá trình là quá trình làm mất nitơ trong nướ c (Nguyễn Đức Lượ ngvà Nguyễn Thị Thuỳ Dương, 2003).

Phản nitrate hoá gián ti ế pVi sinh vật chỉ tham gia giai đoạn đầu là oxy hoá axit nitric thành axit nitrit.

Còn những giai đoạn sau là xảy ra hoàn toàn theo những phản ứng hoá học thuần

tuý ở môi trường axit để giải phóng N2.

Các phản ứng hoá học giữa axit nitrit vớ i axit amin xảy ra theo phương trình:

R-CHNH2-COOH + HNO2 R-COOH + N2 + H2O

R-CO-NH2 + O2 N-OH R-COOH + N2 + H2O

Toàn bộ quá trình phản nitrate hoá là quá trình có lợ i trong quá trình tự làmsạch môi trường nướ c, tr ả nitơ về không khí và để chúng lại tiế p tục quá trình

chuyển hoá trong vòng tuần hoàn của chúng (Nguyễn Đức Lượ ng và ctv, 2003).

Sự giải phóng nitơ là sản phẩm ưu thế của quá trình khử nitrate. Tuy nhiên

nitơ hòa tan ít trong nước, do đó có khuynh hướng thoát ra như các bong bó ng nổilên. Các bong bóng này có thể ngăn chặn sự lắng của bùn trong các bể lắng.

Ngoài ra oxit nitơ (N2O) có thể sinh ra trong quá trình khử nitrate trong nướ cthải, dẫn đến sự loại bỏ không hoàn toàn nitrate. Khí N2O là chất gây ô nhiễm

không khí, cần ngăn chặn hoặc giảm thiểu sự sinh ra chất này. Ở một số điều kiện,có thể đến 8% nitrate chuyển thành N2O và điều kiện thích hợp hơn cho chúng là tỷ

số COD/N-NO3 thấ p, thời gian lưu bùn ngắn và pH thấp (Lê Văn Cát, 2007).

Trong thiên nhiên còn có một quá trình hết sức quan tr ọng khác, đó là quátrình cố định nitơ phân tử. Quá trình này xảy ra r ất mãnh liệt trong đất nhờ hai nhómvi sinh vật: vi sinh vật cố định nitơ tự do (Azotobacter , Clostridium ) và vi sinh vật







13

cố định nitơ cộng sinh (Rhizobium). Tuy nhiên, vì nitơ tan rất kém trong nướ c nênquá trình cố định nitơ không khí xảy ra trong môi trường nướ c hoàn toàn không

đáng kể (Nguyên Đức Lượ ng và Nguyễn Thị Thùy Dương, 2003).

Theo Lương Đức Phẩm (2007), quá trình chuyển hóa nitơ do vi sinh như sau:

NH4

+

đượ c tạo thành trong quá trình amôn hóa nhờ r ất nhiều loài vi sinh vật, đượ ccác loài vi khuẩn sử dụng làm nguồn N dinh dưỡng, đồng hóa để xây dựng tế bào

mớ i, tảo và các thực vật nởi khác cũng dùng nguồn nitơ này cùng vớ i CO2 và P để tiến hành quang hợ p. Ngoài ra, NH4

+ nhờ vi khuẩn nitrat hóa chuyển thành NO2,

NO3 hoặc bị vi khuẩn phản nitrat hóa chuyển thành nitơ phân tử bay vào không khí.

2.5 Các điều kiện để phản ứ ng loại nitrate xảy ra

Theo Lương Đức Phẩm (2007), muốn loại đượ c nitrate thì phải tạo điều kiệncho vi sinh vật khử nitrate hoạt động để khử nitrate thành nitơ phân tử bay vào

không khí. Do vậy, các phương pháp sinh học hay đượ c dùng nhiều nhất để loại bỏ ô nhiễm các hợ p chất nitơ .

Điều kiện cần thiết để khử nitrate là:

-

Trướ c hết phải có quá trình nitrate hóa xảy ra và lượ ng nitrate đã đượ c tích tụ

khá lớn trong môi trườ ng.-

Cần phải có mặt nguồn cacbon hữu cơ có khả năng đồng hóa.

Hình 2.1: Chuyển hóa các hợ p chất nitơ trong xử lý sinh học

Nitơ hữu cơ (protein, peptit, axit amin…), urê

N – NH4+

Thủy phân và oxy

hóa do vi khuẩn

Nitrite (NO2)

Nitơ trong thành phầntế bào vi khuẩn

Tế bào vikhuẩn chết

Đồnghóa

Oxy hóa nội sinh

Tự phân

Nitrosomonas

Nitrate (NO3)

Nitrobacter

Nitơ phân tử (N2) NO2 NO N2O

Cacbon hữu cơ

Anoxit (thiếu khí)

Khử nitrate

Nitrate

hóa







14

-

Quan hệ vớ i không khí là thiếu khí (thiếu oxy).-

Nguồn cacbon có thể là nướ c thải thô. Để đạt đượ c hiệu quả loại bỏ nitrate,

ngườ i ta bổ sung những hợ p chất hữu cơ dễ đượ c vi sinh vật đồng hóa (ví dụ như rượ umetylic). Đối với nướ c thải công nghiệp thườ ng thiếu cacbon hữu cơ dễ đồng hóa, việc

bổ sung nguồn cacbon hữu cơ từ bên ngoài vào là r ất cần thiết. Khử nitrate cũng có thể

do chuyển hóa nội sinh của sinh khối vi sinh vật đượ c tạo ra. Trong bùn hoạt tính khicó một số tế bào vi sinh vật bị chết và tự phân, các chất dinh dưỡ ng của tế bào đượ chòa tan dùng làm thức ăn cho vi khuẩn khử nitrate và vi sinh vật nói chung.

2.6 Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình khử nitrate

Theo Huỳnh Thị Ngọc Lưu và Nguyễn Thị Thu Vân (2007), những yếu tố sau đây ảnh hưở ng tớ i quá trình khử nitrat hoá trong quá trình xử lý nướ c thải cũngnhư trong một số môi trườ ng khác:

N ồng độ nitrate: Nitrate đóng vai trò là chất nhận electron của vi sinh vật

khử nitrate nên tốc độ sinh trưở ng của các vi sinh vật này phụ thuộc vào nồng độ nitrate theo mô hình động học của Monod.

Điề u ki ệ n thi ế u khí (anoxic): Quá trình phản nitrate hóa xãy ra khi NO3- đượ c

vi sinh vật sử dụng làm chất nhận điện tử trong phản ứng oxy hóa chất hữu cơ thunăng lượ ng. Nếu trong môi trườ ng có oxy, vi sinh vật sẽ ưu tiên sử dụng oxy làm chất

nhận điện tử, khi đó quá trình phản nitrate hóa bị cản tr ở , ảnh hưởng đến hiệu suấtloại nitrate. Oxy cạnh tranh có hiệu quả vớ i nitrate trong vai trò là chất nhận electron

cuối cùng trong quá trình hô hấ p. Khi có mặt oxy, quá trình oxy hoá glucozo sẽ giải phóng năng lượ ng nhiều hơn. Điều này giải thích tại sao quá trình khử nitrate có thể

xảy ra bên trong các hạt bùn hoạt tính hoặc ở lớ p vi sinh vật bên trong của màng sinhhọc (biofilm) mặc dù trong môi trườ ng có nồng độ oxy hoà tan thấ p.

Nhiều nghiên cứu đã chỉ ra r ằng nồng độ oxy hòa tan là 1÷2mg/L không ảnhhưởng đến quá trình phản nitrate hóa trong hệ thống lọc sinh học nhưng trong hệ

thống bùn hoạt tính thì nồng độ oxy hòa tan nên nhỏ hơn 0.3mg/L.

S ự có mặt của chấ t hữu cơ trong môi trườ ng: Vi sinh vật khử nitrate hoánhất định phải có chất cho electron để thực hiện quá trình khử. Một vài loại chất choelectron đã đượ c nghiên cứu và đưa ra. Những chất này có thể là axit axetic, axit

xitric, methanol hoặc chính nướ c thải sinh hoạt, chất thải của công nghiệ p thực phẩm như của quá trình lên men, quá trình tinh chế đườ ng và thậm chí là cả bùn.

Nguồn electron tốt nhất mặc dù khá đắt là methanol. Nó đượ c sử dụng như là nguồncacbon để điều khiển quá trình khử nitrate hoá. Khí sinh học thườ ng chứa tớ i 60%metan cũng có thể đượ c sử dụng như là nguồn cacbon cho quá trình này vì vi khuẩn







15

metan sẽ oxy hoá metan thành methanol. Phản ứng của quá trình này (khử nitratehoá) có thể đượ c mô tả:

6NO3- + 5CH3OH 3N2 + 5CO2 + 7H2O + 6OH-

Theo phản ứng trên thì khử 1 mol NO3- cần có 5/6 mol methanol. Tuy nhiên,

một lượ ng nhỏ methanol đượ c sử dụng cho quá trình hô hấ p và tổng hợ p tế bào.Quá trình khử nitrat đạt cực đại khi tỉ số CH3OH/NO3

- đạt xấ p xỉ 2.5.

pH của môi trườ ng: phản nitrate hóa không thể xãy ra khi pH thấ p vì ở điềukiện đó vi khuẩn phản nitrate hóa không hoạt động và pH tối ưu các vi khuẩn tham

gia vào quá trình phản nitrate hoá thườ ng nằm trong khoảng pH từ 7 – 8. Tác độngcủa pH tớ i quá trình phản nitrate cũng phụ thuộc vào thời gian tác động và tác động

trong thờ i gian ngắn là đáng quan tâm hơn cả vì pH thường thay đổi trong thờ i giandài. Trong quá trình phản nitrate hoá, pH của môi trường có khuynh hướng tăng do phản ứng khử NO3

- để tạo thành N2 và sinh ra các anion OH-. Nếu không có biện

pháp ổn định pH trong suốt quá trình có thể sẽ gây ra hiện tượ ng ức chế các vikhuẩn trong hệ bùn hoạt tính do nồng độ amoni tự do sẽ tăng mạnh ở pH kiềm.

Nhi ệt độ môi trườ ng: Nhiệt độ tác động tới sinh trưở ng của các vi khuẩn

tham gia vào quá trình phản nitrate hoá và ảnh hưởng đến tốc độ khử nitrate. Quátrình khử nitrate hoá có thể xảy ra trong khoảng nhiệt độ r ất r ộng từ 0oC – 50oC

trong đó khoảng tối ưu là 30oC – 35oC. Tốc độ của phản ứng diễn ra chậm 1.5 – 2.0và đặc biệt chậm ở trong khoảng nhiệt độ từ 5oC – 15oC.

Ảnh hưở ng của các nguyên t ố vi lượ ng: Quá trình khử nitrate đượ c kích

thích trong sự có mặt của Mo và Se, chúng hoạt động tạo thành formatdehydrogenaza (formate dehydrogenase), một trong những enzyme phức tạ p nhấttrong sự trao đổi chất của metanol. Mo còn là nguyên tố chủ yếu trong việc tổng

hợ p men khử (reductase) nitrate.

Các hoá chất độc hại: Vi khuẩn khử nitrate hoá ít nhạy cảm vớ i hoá chất độc

hại hơn là vi khuẩn nitrate hoá.

2.7 Sơ lượ c về hệ vi sinh vật trong nướ c

Vi sinh vật có mặt ở khắp các nơi trong các nguồn nướ c. Sự phân bố của

chúng hoàn toàn không đồng nhất mà lại r ất khác nhau tuỳ thuộc vào đặc trưng củatừng loại môi trườ ng và khả năng thích ứng của vi sinh vật. Các yếu tố môi trườ ngquan tr ọng quyết định sự phân bố của vi sinh vật là hàm lượ ng muối, chất hữu cơ,nhiệt độ và ánh sáng (Tr ần Cẩm Vân, 2002).

Phần lớn vi sinh vật xâm nhập vào nước là từ đất, phân, nước tiểu, các nguồnthải và từ bụi trong không khí rơi xuống. Số lượng và chủng loại vi sinh vật trong







16

nước phụ thuộc vào nhiều yếu tố, nhất là những chất hữu cơ hoà tan trong nước, cácchất độc, tia tử ngoại, pH môi trường, các chất dinh dưỡng của chúng. Nước càng bẩn, càng nhiều chất hữu cơ, nếu thích nghi được và sinh trưởng thì sự phát triểncủa vi sinh vật càng nhanh (Lương Đức Phẩm, 2007).

Trong nước có rất nhiều loại vi sinh vật như vi khuẩn, nấm mốc, xạ khuẩn,virus... nhưng chủ yếu là vi khuẩn. Số vi sinh vật không sinh bào tử chiếm ưu thế gần87% trong nước, còn trong bùn chiếm ưu thế gần 75%. Vi khuẩn đóng vai trò quantrọng trong quá trình phân huỷ chất hữu cơ và làm sạch nước trong vòng tuần hoànvật chất. Ví dụ như vi khuẩn có khả năng oxi hóa chất vô cơ để thu năng lượng và sửdụng CO2 làm nguồn cacbon cho quá trình sinh tổng hợp protein của tế bào như vikhuẩn nitrat hóa, vi khuẩn phốt pho, vi khuẩn lưu huỳnh... (Lương Đức Phẩm, 2007 ).

Theo Lương Đức Phẩm (2007), nước thải, đặc biệt là nước thải sinh hoạt vànước thải của các xí nghiệp chế biến thực phẩm, rất giàu các chất hữu cơ, vì vậy số

lượng vi sinh vật trong nước là rất lớn (105

÷ 106

tế bào/ml). Trong số này chủ yếulà vi khuẩn, chúng đóng vai trò phân huỷ các chất hưu cơ, cùng với các chất khoángkhác dùng làm vật liệu xây dựng tế bào đồng thời làm sạch nước thải. Ngoài ra, còncác vi sinh vật gây bệnh, đặc biệt là các bệnh đường ruột, như thương hàn, tả, lị,…và các virut, thực khuẩn thể.

Theo Lê Hoàng Việt (2005), vi sinh vật trong nước thải có thể phân thành 3nhóm: Vi khuẩn, nấm và nguyên sinh động vật.

Vi khuẩn trong nước thải có thể chia thành 4 nhóm:

- Nhóm hình cầu (cocci) có đường kính khoảng 1 – 3mm.

- Nhóm hình que (bacilli) có chiều rộng khoảng 0.3 – 1.5mm, chiều dàikhoảng 1 – 10mm (điển hình cho nhóm vi khuẩn này là E.coli có chiều rộng 0.5mm,

chiều dài 2mm).

-

Nhóm hình que cong và xoắn ốc có chiều rộng khoảng 0.6 – 1mm và

chiều dài khoảng 2 – 6 mm, trong vi khuẩn hình xoắn có chiều dài lên đến 50 mm.

- Nhóm vi khuẩn hình sợi có chiều dài khoảng 100 mm hoặc dài hơn.

Các vi khuẩn có khả năng phân huỷ các hợp chất hữu cơ trong tự nhiên cũng

như trong các bể xử lý. Theo phương thức dinh dưỡng, vi khuẩn được chia làm hai nhóm chính:

-

Vi khuẩn dị dưỡng (Heterophe): Nhóm vi khuẩn này sử dụng các chất hữu cơlàm nguồn cacbon dinh dưỡng và nguồn năng lượng để hoạt động sống, xây dựng tế bào, phát triển,… Có 3 loại vi khuẩn dị dưỡng:







17

+ Vi khuẩn hiếu khí (Heterophe): cần oxy để sống như quá trình hô hấp ởđộng vật bậc cao.

+ Vi khuẩn kỵ khí (anaerobe): chúng có thể sống và hoạt động ở điều kiệnkỵ khí, không cần oxy của không khí mà sử dụng oxy trong các hợp chất nitrate,

sulfar để oxy hoá chất hữu cơ. + Vi khuẩn tuỳ nghi (facultative): loại này có thể sống trong điều kiện có

hoặc không có oxy tự do. Chúng luôn có mặt trong nước thải. Năng lượng được giả i phóng một phần được sử dụng cho việc sinh tổng hợp hình thành tế bào mới, một phần thoát ra ở dạng nhiệt.

-

Vi khuẩn tự dưỡng (autotroph): Loại vi khuẩn này có khả năng oxy hoá chấtvô cơ để thu năng lượng và sử dụng CO 2 làm nguồn cacbon cho quá trình sinh tổnghợp. Trong nhóm này có vi khuẩn nitrat hoá, vi khuẩn sắt, vi khuẩn lưu huỳnh,…

Nấm (Fungi bacteria) có kích thước lớn hơn vi khuẩn và không có vai trò phân huỷ chất hữu cơ trong quá trình xử lý nước thải. Nấm phát triển thường kếtthành lưới nổi trên mặt nước gây cản trở dòng chảy và quá trình thuỷ động học.

Nguyên sinh động vật đặc trưng bằng các giai đoạn hoạt động trong quá trìnhsống của nó. Thức ăn chính của nguyên sinh động vật là vi khuẩn, nên chúng là sinh vậtchỉ thị quan trọng thể hiện hiệu quả xử lý của các công trình xử lý sinh học nước thải.

Nước thải mới thường ít vi sinh vật, đặc biệt là nước thải công nghiệp quacác công đoạn xử lý nhiệt có khi lúc đầu hầu như không có vi sinh vật. Nước thảitrong hệ thống thoát nước qua một thời gian ngắn cũng đủ cho vi sinh vật thích

nghi, sinh sản và phát triển tăng sinh khối (trừ những nước thải có chất độc, ức chếhoặc diệt vi sinh vật, nước thải có hàm lượng kim loại nặng cao, chất hữu cơ và vôcơ có độc tính,…). Sau một thời gian sinh trưởng chúng tạo thành quần thể vi sinhvật có ở trong nước, đồng thời kéo theo sự phát triển của các giới thuỷ sinh.

Quần thể vi sinh vật ở các loại nước thải là không giống nhau. Mỗi loại nướcthải có hệ vi sinh vật thích ứng. Nói chung vi sinh vật trong nước thải đều là vi sinhvật hoại sinh và dị dưỡng. Chúng không thể tổng hợp được các chất hữu cơ làm vậtliệu xây dựng tế bào mới cho chúng. Trong môi trường sống của chúng cần phải cómặt chất hữu cơ để chúng phân huỷ, chuyển hoá thành vật liệu xây dựng tế bào,đồng thời chúng cũng phân huỷ các hợp chất nhiễm bẩn nước đến sản phầm cuốicùng là CO2 và nước hoặc tạo thành các loại khí khác (CH4, H2S, Indol, mercaptan,

scatol, N2, …)

Trong cơ thể sinh vật nitơ tồn tại tồn tại chủ yếu dưới dạng các hợp chất đạmhữu cơ như protein, axit amin. Khi cơ thể sinh vật chết đi, lượng nitơ hữu cơ tồn tạitrong môi trường. Dưới tác dụng của nhóm vi sinh vật hoại sinh, protein được phân







18

giải thành các axit amin. Các axit amin lại được một nhóm vi sinh vật phân giảithành NH3 và NH4

+ gọi là nhóm vi khuẩn amon hoá (Lương Đức Phẩm, 2007).

Theo Lương Đức Phẩm (2007) các vi sinh vật có khả năng amon hoá bao gồmnhiều loài sinh bào tử hoặc không sinh bào tử, có khả năng sử dụng nhiều nguồn vật

chất khác nhau. Ngoài ra còn nhiều loại xạ khuẩn và nấm khuẩn ty. Tuy vậy, nhữngvi sinh vật chỉ sử dụng riêng một loại protein thì không nhiều. Các vi sinh vật này có

khả năng tiết men phân giải protein vào môi trườ ng, thuỷ phân thành các amino acid.Khi đó, chúng sử dụng các amino acid này trong quá trình dị hoá và đồng hoá. Các

sản phẩm đặc trưng của quá trình phân giải protein là NH3 và H2S.

Quá trình phân giải protein có thể xảy ra trong các điều kiện hiếu khí và k ỵ khí. Trong điều kiện hiếu khí, các hợ p chất hữu cơ có chứa nitơ đượ c phân giải bở icác loài trong giống Bacillus và Pseudomonas, các đại diện trong họ

Enterobacteriaceae, các xạ khuẩn và nấm khuẩn ty. Trong đó, vai trò quan trọng và

chủ yếu nhất là giống Bacillus. Trong điều kiện k ỵ khí thì các loài trong giốngClostridium tham gia quá trình chuyển hoá này. Còn trong điều kiện thông khí hạnchế, quá trình amon hoá đượ c thực hiện bở i các loài vi khuẩn và tr ực khuẩn k ỵ khí

tuỳ nghi (Lương Đức Phẩm, 2007).

2.8 Tác động của một số yếu tố lý hoá lên sinh trưở ng và phát triển của vi sinhvật trong nướ c

Theo Nguyễn Lân Dũng và ctv, 2001, sự sinh trưởng và trao đổi chất của các

vi sinh vật liên quan chặt chẽ với các điều kiện của môi trườ ng bên ngoài.

2.8.1 Nhiệt độ Hoạt động trao đổi chất của vi sinh vật có thể coi là k ết quả của các phản ứng

hoá học. Vì các phản ứng này phụ thuộc chặt chẽ vào nhiệt độ yếu tố nhiệt độ ảnh

hưở ng sâu sắc đến các quá trình sống của vi sinh vật. Vi sinh vật thu nhiệt chủ yếutừ môi trườ ng bên ngoài, một phần cũng do cơ thể thải ra do k ết quả của hoạt động

trao đổi chất.

Hầu hết tế bào sinh dưỡ ng của vi sinh vật bị chết ở nhiệt độ cao, protein bị biến tính, một hoặc hàng loạt enzyme bị bất hoạt. Sự chết của vi khuẩn ở nhiệt độ cao cũng có thể còn là hậu quả của sự bất hoạt hoá ARN và sự phá hoại màng tế bào

chất (nói chung, các acid nucleic ít mẫn cảm vớ i nhiệt độ so vớ i các enzyme).

Nhiệt độ thấ p có thể làm bất hoạt quá trình vận chuyển các chất hoà tan qua

màng tế bào hoặc ảnh hưởng đến việc hình thành và tiêu thụ ATP cần cho quá trìnhvận chuyển chủ động các chất dinh dưỡ ng.







19

2.8.2 pH môi trườ ng

pH môi trường có ý nghĩa quyết định đối với sinh trưở ng của nhiều vi sinhvật. Các ion H+ và OH- là hai ion hoạt động lớ n nhất trong tất cả các ion. Cho nênviệc xác định thích hợp ban đầu và việc duy trì pH cần thiết trong thờ i gian sinh

trưở ng của tế bào là r ất quan tr ọng (Nguyễn Lân Dũng và ctv, 2001).Các giá tr ị pH cần cho sinh trưở ng và sinh sản của vi sinh vật tương ứng vớ i

các giá tr ị pH cần cho hoạt động của enzyme. Giớ i hạn pH hoạt động đối vớ i vi sinhvật trong khoảng 4 đến 10. Đa số vi sinh vật sinh trưở ng tốt nhất ở pH trung tính

(pH = 7) (Nguyễn Lân Dũng và ctv, 2001).

pH của môi trườ ng không những ảnh hưở ng mạnh mẽ đến sinh trưở ng, mà

còn tác động đến các quá trình trao đổi chất. Màng tế bào chất của vi sinh vật tươngđối ít thấm đối vớ i các ion H+ và OH-. Vì vậy, mặc dù pH của môi trườ ng bên ngoài

dao động trong giớ i hạn r ộng, nồng độ của hai ion nói trên trong tế bào nói chung

vẫn ổn định. Ảnh hưở ng của pH môi trườ ng lên hoạt động của vi sinh vật có thể làdo k ết quả tác động qua lại giữa ion H+ và enzyme chứa trong màng tế bào chất vàthành tế bào (Nguyễn Lân Dũng và ctv, 2001).

Giớ i hạn chung của pH đối vớ i sự sinh trưở ng của vi sinh vật là từ 3 ÷ 11nhưng tuỳ theo loại hình vi sinh vật khác nhau (bao gồm pH tối thiểu, pH tối thích

hợ p và pH tối đa).

Vi sinh vật ưa trung tính: Có độ pH từ 4.5 ÷ 5; 6.5 ÷ 7.4; 8 ÷ 8.5. Chủ yếu làcác sinh vật gây bệnh cho người và động vật.

Vi sinh vật ưa kiềm: Có độ pH từ 6 ÷ 6.5; 7.5 ÷ 8.5; 9 ÷ 9.5. Gồm các nhómvi sinh vật nitrate, xạ khuẩn, tảo, vi khuẩn cố định nitơ.

Vi sinh vật chịu kiềm: pH tối thích ≥ 9 như vi khuẩn Vibro cholera thích ứng

ở pH = 9, một số loại thuộc giống Bacillus có thể sinh trưở ng ở pH = 11.

Vi sinh vật ưa acid nhẹ: Có độ pH từ 6 ÷ 6.5; 7.5 ÷ 8.5; 9 ÷ 9.5; 3 ÷ 4.5; 5.5 ÷

6.5; 8 ÷ 8.5. Chủ yếu là nhóm nấm men và nấm mốc.

Vi sinh vật ưa acid: Có độ pH từ 2 ÷ 4; 5 ÷ 6; 6.5 ÷ 7. Thuộc các vi khuẩn lên

men như vi khuẩn lactic trong sữa chua, dưa hay cà muối.

Vi sinh vật chịu acid: Có độ pH từ 1.2 ÷ 2.8; 4 ÷ 6.

2.8.3 Ảnh hưở ng của oxy đối vớ i sinh vật k ỵ khí

Vi sinh vật k ỵ khí là vi sinh vật không thể sinh trưởng trong môi trườ ng có

oxy; oxy là chất độc đối vớ i chúng. Một số vi sinh vật bị chết khi tiế p xúc vớ i oxy.Độc tính của oxy vớ i vi sinh vật k ỵ khí bắt buộc là do một số phần tử đượ c sinh ra







20

trong các phản ứng vớ i oxy. Phản ứng dẫn đến sản sinh ra gốc superoxit (O2-) r ất

hoạt động. Bản thân gốc superoxit gây hư hại cho tế bào nhưng nó lại tiế p tục các

phản ứng chuyển hoá sinh ra H2O2 và OH-, gây phá hoại tế bào. Các vi sinh vật hiếukhí có sự tổng hợ p các enzyme catalaza và peroxidaza làm phân huỷ H2O2, còn vi

khuẩn k ỵ khí thì không (Lương Đức Phẩm, 2007).

2.8.4 Ảnh hưở ng của ánh sáng mặt trờ i

Theo Lương Đức Phẩm (2007), tr ừ một số nhóm có khả năng quang hợ p (vikhuẩn lưu huỳnh, tảo,…) còn đa số vi sinh vật có thể bị ánh sáng mặt tr ờ i ức chế

sinh trưở ng hoặc tiêu diệt.

Tác dụng của ánh sáng do tia UV (2900 - 4000Ǻ) trực tiếp tác động lên tế

bào hoặc gián tiế p tạo ra các chất độc loại peroxit trong môi trườ ng có chứa vi sinhvật.

Sự tác động của ánh sáng bị giảm đi khi vi sinh vật có sắc tố, vỏ nhày và nha bào.

2.8.5 Nhu cầu oxy hoá học (COD)

Theo Lương Đức Phẩm (2007), chỉ số COD đượ c dùng r ộng rãi để đặc trưngcho hàm lượ ng chất hữu cơ của nướ c thải và sự ô nhiễm của nướ c tự nhiên.

Nhu cầu oxy hoá học là lượ ng oxy cần thiết cho quá trình oxy tương đươngcủa các cấu tử hữu cơ trong mẫu nướ c bị oxy hoá bở i các tác nhân hoá học có tínhoxy hoá mạnh. Đây là một phương pháp vừa nhanh chóng vừa quan tr ọng để khảo

sát các thông số của dòng nước và nướ c thải công nghiệp, đặc biệt trong các côngtrình xử lý nướ c thải.

COD biểu thị lượ ng chất hữu cơ có thể bị oxy hoá bằng hoá học, như thế nónhư là một chỉ tiêu đặc trưng cho mức độ chất hữu cơ có trong nướ c bị ô nhiễm.

2.9 Sinh trưở ng bám dính của màng sinh học (Biofilm)

Màng sinh học là cấu trúc thường gặp trong thế giới tự nhiên. Lý do khiến vikhuẩn gắn vào và tạo nên màng sinh học lên bề mặt là vì bề mặt là nơi chất dinhdưỡng tích tụ lại. Do mọi bề mặt đều có điện tích âm sẽ hút ion dương và cacbonhữu cơ hoà tan, các hợp chất mang điện tích dương tích tụ lại bên nhau lại sẽ thu hútcác hợp chất mang điện tích âm. Vì thế, ngay cả trong môi trường nước nghèo chấtdinh dưỡng cũng có vừa đủ chất hữu cơ bám vào bề mặt để giúp vi khuẩn phát triển.Khi các hợp chất hữu cơ tụ lại trên mặt nước, chúng sẽ thu hút các vi khuẩn, tảo vàđộng vật nguyên sinh thích ăn chúng đến, theo thời gian sẽ phát triển thành mộtmàng sinh học, được gọi là neuston (sinh vật sống trong màng mặt nước/váng bềmặt) (http://aquasaigon.org/index.php?threads/biofilm-mang-sinh-hoc.76/).







21

Vi khuẩn bám vào bề mặt theo nhiều cách khác nhau, một màng sinh họchoàn chỉnh có thể dầy từ 600-900 µm, tức là dầy gấp mấy trăm lần một con vikhuẩn đơn lẻ (một con vi khuẩn dài khoảng 1µm). Màng sinh học không phải là mộtchất vô định hình, hay một khối đặc sệt các polysaccharides và vi khuẩn mà nó có tổchức và cấu trúc. Thậm chí là khu vực dầy nhất của màng sinh học cũng cho luồng

nước chảy qua. Nước chảy qua các cấu trúc hình nấm của những khối cầu vi khuẩn,qua đó, cung cấp dinh dưỡng cho chúng và đem chấ t thải ra môi trườ ng bên ngoài(http://aquasaigon.org/index.php?threads/biofilm-mang-sinh-hoc.76/).

Theo Tr ịnh Xuân Lai (2000), phần lớ n vi khuẩn có khả năng sống và pháttriển trên bề mặt vật r ắn, khi có đủ độ ẩm và thức ăn là các hợ p chất hữu cơ, muối

khoáng và oxy chúng dính bám vào bề mặt vật r ắn bằng chất gelatin do chính vikhuẩn tiết ra và chúng có thể dễ dàng di chuyển trong lớ p gelatin dính bám này.

Đầu tiên vi khuẩn cư trú hình thành tậ p trung ở một khu vực. Sau đó màng vi sinhkhông ngừng phát triển, phủ kín toàn bộ bề mặt vật r ắn bằng một lớp đơn bào. Chất

dinh dưỡ ng (hợ p chất hữu cơ, muối khoáng) và oxy có trong nướ c thải cần xử lýkhuếch tán qua màng biofilm vào tận lớp xenlulo đã tích luỹ ở sâu nhất, mà ở đóảnh hưở ng của oxy và chất dinh dưỡ ng không còn tác dụng. Sau một thờ i gian, sự phân lớ p hoàn thành: lớ p ngoài cùng là lớ p hiếu khí, đượ c oxy khuếch tán thâm

nhậ p, lớ p trong là lớ p yếm khí không có oxy. Bề dày của hai lớ p này phụ thuộc vàovật liệu đỡ (vật liệu lọc), cường độ gió và nướ c qua lớ p lọc. Bề dày lớ p hoạt tính

hiếu khí thườ ng khoảng 300 - 400µm.

Thành phần sinh vật chủ yếu của màng sinh vật là vi khuẩn, ngoài ra còn có

các loài động vật nguyên sinh, nấm, xạ khuẩn,… Sau một thờ i gian hoạt động, màngsinh vật dày lên và màng bị tách khỏi nguyên liệu lọc. Hàm lượ ng cặn lơ lửng trong

nước tăng lên. Sự hình thành các lớ p màng sinh vật mớ i lại tiế p diễn.

Màng sinh vật

Vật liệu lọc

Nướ c thải

Chất hữu cơ hoà tan

O2

CO2

NH4+

NO3-







22

2.10 Một số phương pháp xử lý nitơ trong nướ c thải

2.10.1 Phương pháp lý hóa

a. Phương pháp Clo hóa

Quá trình NH4+ đượ c oxy hóa thành khí N2 bao gồm một chuỗi các phản ứng

phức tạp trong đó NH4+ phản ứng vớ i Cl2 tạo thành các sản phẩm trung gian làmonochloramin (NH2Cl), dicloramin (NHCl2) và ammonium tricloride (NCl3).

Cùng vớ i khí N2, một số dạng oxy hóa khác của nitơ cũng đượ c tạo thành, chủ yếulà NO3

-. Cơ chế của các phản ứng này tương đối phức tạp. Phương trình phản ứng

clo hóa được đơn giản hóa như sau:

2NH4+ + 3Cl2 = N2(k) + 6Cl- + 8H+

Theo phản ứng này, cần có 7.6mg Cl2/mg NH4+- N để oxy hóa NH4

+ thànhkhí N2. Vì có một phần NH4

+ đượ c chuyển hóa thành NO3- và các dạng nitơ oxy hóa

khác nên lượ ng clo thực tế phải đưa vào thườ ng khoảng 10 mg Cl2/mg NH4+-N. Quátrình clo hóa sinh ra lượng axit đáng kể (axit HCL) cần phải đượ c trung hòa.

Ưu điểm của phương pháp này là: Kiểm soát đượ c quá trình; Có thể k ết hợ pđượ c vớ i quá trình khử trùng nướ c cấ p; Không tốn diện tích mặt bằng.

Nhược điểm: Chi phí vận hành cao vì phải tốn nhiều Clo; Trong nướ c có mặtcác chất khử dạng hữu cơ hoặc vô cơ sẽ phản ứng vớ i Cl2 để sinh ra sản phẩm phụ

có hại cho sức khỏe con ngườ i; Bản thân Cl2 cũng là một khí độc có hại cho sứckhỏe con ngườ i; Không khử được nitơ ở dạng NO2

- và NO3-; Gây ô nhiễm thứ cấ p.

b. Phương pháp làm thoáng Trong nướ c NH4

+ tồn tại cân bằng với bazơ lien hợ p của nó là NH3 theo

phương trình sau:

NH4+ = NH3(l) + H+ (1) pK a = 9.5

NH3(l) lại tồn tại cân bằng vớ i NH3(k) và tuân theo định luật Henry:

NH3(l) NH3(k) (2)

Tại pH = 7 hầu như chỉ có NH4+ tồn tại. Khi pH tăng cân bằng trong phương

trình (1) sẽ chuyể dịch về phía tạo thành NH3. Và khi pH lớn hơn giá trị của pK a

lượ ng NH3(l) sẽ đượ c tạo thành đáng k ể, cân bằng trong phương trình (2) sẽ chuyểndịch sang phải, NH3 đượ c giải phóng ra không khí. Trong phương pháp này thườ ngdùng Ca(OH)2 để điều chỉnh pH.

Quá trình khử nitơ bằng phương pháp này bao gồm việc tăng pH của nước để

nitơ tồn tại phần lớ n dạng NH3(l) và tăng sự tiế p xúc giữa nướ c với không khí để tạođiều kiện cho NH3 đượ c giải phóng vào không khí.







23

Ưu điểm: Đơn giản, r ẻ tiền và có thể kiểm soát đượ c quá trình; Quá trình loại bỏ đượ c NH3 mà không tạo ra các chất ô nhiễm thứ cấp trong nướ c.

Nhược điểm: Quá trình chuyển NH3(l) thành NH3(k) phụ thuộc nhiều vàonhiệt độ (khó thực hiện ở nhiệt độ thấp); Khi dùng vôi để tăng pH thườ ng tạo cặn

bám vào vật liệu lọc làm tăng trở lục quá trình; Trong nướ c thải, các hợ p chất nitơkhông chỉ tồn tại dạng amoni mà còn tồn tại ở dạng NO2-, NO2

- do đó xử lý bằng

phương pháp này chưa triệt để; Quá trình chuyển hóa NH4+ thành NH3(k) làm ô

nhiễm không khí.

2.10.2 Phương pháp trao đổi ion

Nướ c cần xử lý đi qua bề mặt nhựa, khi đó xảy ra quá trình thế chỗ giữa ion

cần loại bỏ trong nướ c và ion loại khác trên bề mặt nhựa.

Một số loại nhựa trao đổi ion có độ chọn lọc cao đối vớ i hợ p chất chứa nitơnhư Clinoptiolit,… Thứ tự chọn lọc trao đổi ion tuân theo dãy sau:

Cs+ > K + > NH4+ > Sr 2+ > Na+ > Ca2+ > Fe3+ > Al3+ > Mg2+

Độ chọn lọc của NH4+ khá cao so vớ i Ca2+ và Mg2+ là các ion thườ ng có mặt

trong nước. Phương pháp này đượ c ứng dụng rroongj rãi trong xử lý nướ c cấ p.

Ưu điểm: Dễ kiểm soát đượ c quá trình; Vận hành đơn giản; Hiệu quả cao; Cóthể tái sử dụng nhựa trao đổi ion bằng cách thực hiện quá trình nhả hấ p phụ (ngâm

trong dung dịch muối bão hòa).

Nhược điểm: Chi phí vận hành cao; Khi tích tụ quá nhiều các cation sẽ làm

giảm tốc độ loại bỏ; Không áp dụng cho nguồn nướ c có nhiều cặn lơ lửng.2.10.3 Phương pháp sinh học

Trong quá trình xử lý nướ c thải bằng phương pháp sinh học hiếu khí, nitơamôn sẽ đượ c chuyển thành nitrite và nitrate nhờ các loại vi khuẩn Nitrosomonas và

Nitrobacter. Khi môi trườ ng thiếu ôxy, các loại vi khuẩn khử nitrat Denitrificans(dạng k ỵ khí tuỳ tiện) sẽ tách ôxy của nitrate (NO3

-) và nitrite (NO2-) để ôxy hoá

chất hữu cơ. Nitơ phân tử N2 tạo thành trong quá trình này sẽ thoát ra khỏi nướ c.

a. Dự a vào khả năng tự làm sạch của đất

Quá trình xử lý nướ c thải thực hiện trên cánh đồng lọc và cánh đồng tướ i.Thực chất là khi cho nướ c thải thấm qua lớp đất bề mặt thì cặn đượ c giữ lại ở đáy,nhờ có oxy và các vi sinh vật hiếu khí mà quá trình oxy hóa đượ c diễn ra. Sự có mặtoxy không khí trong mao quản của đất đá là điều kiện cần thiết trong quá trình xử lý

nướ c thải. Càng sâu xuống lớp đất phía dưới lượ ng oxy càng ít và quá trình oxy hóagiảm dần. Cuối cùng cho đến một độ sâu mà ở đó chỉ diễn ra quá trình phản nitrate.







24

Quá trình xử lý nướ c thải qua lớp đất bề mặt diễn ra ở độ sâu tới 1.5m. Do đó, cánhđồng lọc và cánh đồng tưới thườ ng xây dựng ở những nơi có mực nướ c ngầm thấ phơn 1.5m tính đế mặt đất.

b. Dự a vào khả năng tự làm sạch của nướ c

Cơ sở của phương pháp này là dựa vào khả năng tự làm sạch của thủy vựcchủ yếu nhờ hoạt động của vi sinh vật và các thủy sinh vật khác mà các chất nhiễm

bẩn bị phân hủy thành các chất khí và nướ c.

Căn cứ vào đặc tính tồn tại và tuần hoàn của các vi sinh vật. Ngườ i ta chia ra

3 loại: hồ hiếu khí, hồ yếm khí, hồ tùy tiện.

Thực tế thườ ng sử dụng hồ hiếu khí và hồ tùy tiện. Đặc điểm của các hồ này

là tảo và các sinh vật khác cùng sinh tr ưở ng và phát triển. Ở lớp nướ c trên, các visinh vật hiếu khí sẽ sử dụng oxy hòa tan để hô hấ p, các chất hữu cơ chứa nitơ sẽ

dượ c vi sinh vật oxy hóa thành CO2, H2O, NH4+, NO2

-, NO3-. Các chất này sẽ đượ c

tảo sử dụng để tăng trưởng đồng thòi giải phóng oxy để phục vụ cho hoạt động sống

của vi khuẩn. Đây là sự hợ p tác có hiệu quả giũa tảo và vi sinh vật khác.

c. Đĩa lọc sinh học

Đĩa lọc gồm một loạt các đĩa tròn, phẳng cùng nằm trên một tr ục, một phầncác đĩa được đặt vào nướ c và quay chậm. Trong quá trình đĩa quay chậm, các vi

sinh vật có trong nướ c sẽ bám lên bề mặt đĩa và hình thành một lớ p màng và xảy raquá trình hấ p thụ chất ô nhiễm. Phần không bị ngập trong nướ c thì sẽ diễn ra quá

trình oxy hóa bở i oxy không khí làm cho các chất hữu cơ bị phân hủy và amon bị

oxy hóa. Quá trình chính xãy ra là phân hủy hiếu khí các chất hữu cơ và oxy hóaamon ở phần không bị nập nướ c thải.

d. K ỹ thuật bùn hoạt tính

Nguyên tắc xử lý nướ c thải là chuyển hóa các chất ô nhiễm hữu cơ đang hòatan trong nướ c thải vào sinh khối vi sinh có thể tách ra khỏi nước đượ c. Khởi đầu từ

một tế bào vi sinh vật sinh trưở ng do hấ p thụ và tiêu hóa chất thải hữu cơ sẽ làmtăng sinh khối và lượ ng vi sinh vật mớ i lại tiế p tục hấ p thụ các chất hữu cơ cho đến

khi tất cả chất ô nhiễm hữu cơ này đều bị hấ p thụ còn lại nướ c sạch đã khử chất ô

nhiễm. Sinh khối cùng chất thải hữu co bị hấ p thụ sẽ lắng k ết xuống thành lớ p bùnđáy và đượ c loại bỏ ra bằng ác thiết bị chuyên dụng.

Có r ất nhiều hệ thống khác nhau sử dụng k ỹ thuật này như: hệ thống bể

aerotaen, hệ thống SBR…

SBR là quy trình một bể đơn giản, bao gồm đưa nướ c thải vào bể phản ứngvà tạo ra các điều kiện cần thiết như môi trường anoxic, anaerobic hay aerobic để







25

cho vi sinh vật tăng sinh khối, hấ p thụ và tiêu thụ các chất thải hữu cơ trong nướ cthải. Chất thải hữu cơ từ dạng hòa tan trong nướ c thải sẽ chuyển vào sinh khối vi

sinh và khi lớ p sinh khối vi sinh này lắng xuống sẽ còn lại nước trong đã tách chất ônhiễm. Chu k ỳ xử lý trên lại tiế p tục lặ p lại cho một mẻ nướ c thải mớ i.

Khi nắm vững vi sinh động học và kiểm soát đượ c thờ i gian phản ứng vi sinhđa dạng cần thiết hệ đượ c thiết k ế và lập trình điều khiển tự đọng bằng PLC

(Program Logic Control) giúp cho giải pháp xử lý có tính thực tiễn, linh hoạt, vậnhành đơn giản hiệu quả, có độ tin cậy cao, có thể điều chỉnh đượ c chuỗi xử lý và giá

thành hợ p lý.

Các đặc trưng của hệ SBR:

Cho phép thiết k ế hệ đơn giản với các bướ c xử lý cơ bản theo quy trìnhmột bể.

Các chu k ỳ và khoảng thờ i gian cho mỗi chu k ỳ có thể điều chỉnh đượ c và

là một quy trình thông minh có thể điều khiển tự động bằng PLC. Hiệu quả xử lý có độ tin cậy cao và độ linh hoạt cao vì là quy trình từng

mẻ thực sự.

Công nghệ k ỹ thuật cao, lập trình đượ c và khả năng xử lý vượ t múc hứahẹn hệ và quy trình xử lý vi sinh đầy triển vọng trong tương lai, trong đó SBR có 2lợi điểm chủ yếu là: xử lý từng mẻ do đó tránh đượ c yếu tố biến động chảy liên tục;định đượ c thờ i gian cần cho mỗi giai đoạn phản ứng vi sinh.

Tiết kiệm mặt bằng; phí tổn xây dựng; chi phí vận hành; phí bảo trì.

Giảm thiểu sự chú ý căng thẳng của ngườ i vận hành, tăng độ tin cậy vàchất lượ ng xử lý.

d. Phương pháp xử lý Nitơ trong nướ c thải bằng quá trình Anammox

Từ những năm 1980 và 1990 người ta đã thấy r ằng ngoài phương pháp xử lý

sinh học k ết hợ p hai quá trình nitrate hoá và khử nitrate hoá có thể loại bỏ đượ camoni ra khỏi nguồn thải mà còn tồn tại một loại vi khuẩn có khả năng ôxy hoáamon thành dạng khí N2 sử dụng nitrite đượ c hình thành từ quá trình xử lý thay thế cho việc phải sử dụng oxy cấ p 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

Planctomycetales gồm hai dạng chính là : Brocadia anammoxidans và Kuenenia

stuttgartiensis.

Một số nghiên cứu đã chỉ ra r ằng trong hệ thống các lớ p siêu mỏng của lớ pmàng biofilm được hình thành thì trên đó có sự phân bố ôxy theo những đườ ng dốc.Các lớ p phía trên là những lớ p giàu ôxy trong khi các lớ p ở phía dướ i cùng nằm

trong tr ạng thái k ị khí. Ta giả thiết r ằng những vi sinh vật chúng ta đang tìm kiếm







26

cư trú ở những lớ p thấ p nhất của màng biofilm. Sử dụng đầu dò gen đặc biệt vàcông nghệ FISH (Flourescence In Situ – Hybridization) chúng ta có thể xác nhận sự

có mặt của vi khuẩn thuộc chủng Planctomycetes.

Sử dụng k ỹ thuật sinh học phân tử và những thí nghiệm sinh lý học khác

chúng ta có thể k ết luận r ằng chính vi khuẩn Kuenenia stuttgartiensis đã ôxy hoáamoni thành N2 trong điều kiện k ị khí. Quá trình này vì vậy đượ c gọi là quá trình

oxy hoá amoni trong điều kiện k ị khí (Anaerobic Ammonia Oxidation) hay còn gọilà ANAMMOX.

Sự tồn tại của các vi khuẩn tự dưỡng hóa năng có khả năng oxy hóa amoni bở i nitrate, nitrite và thậm chí về mặt năng lượ ng còn dễ xảy ra hơn sự oxy hóa bở ioxy phân tử.

NH4+ + NO2

- N2 + 2H2O

NH4+ +1/2O2 NO2

- + 2H+ + H2O

Phản ứng anammox đã đượ c xác nhận là sự oxy hóa amoni bở i nitrite, phản

ứng hóa học đơn giản vớ i tỷ lệ mol NH4+ : NO2

- = 1:1 như ở phương trình trên.

Trong quá trình anammox, amoni cùng với nitrite đượ c chuyển đổi dưới điều

kiện k ị khí tớ i N2 cung cấp hơi đốt và một lượ ng nhỏ nitrate theo phương trình phảnứng sau:

NH3 + 1,32 NO2- + H+ 1,02N2 + 0,26 NO3

- + 2H2O

Để loại bỏ nitơ amoni từ nướ c thải sử dụng vi khuẩn anammox một phần nitơ

amoni thích hợp đượ c sử dụng để sản sinh ra lượ ng nitrite 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 trướ c một bước quá trình aerobic để oxy hoá amoni thành nitrite. Quátrình này còn gọi là quá trình nitrite hoá bộ phận. Tiế p theo NO2

- như một chất nhận

điện tử sẽ tiế p tục phản ứng vớ i amoni còn lại để tạo thành N2. Quá trình này đượ cgọi là quá trình anammox.

Tổng hợ p ta có quá trình nitrite hoá bộ phận/anammox. Quá trình này diễn ratrong hai giai đoạn:

Sự ôxy hoá amoni trong điều kiện hiếu khí ở giai đoạn I nhờ các vi khuẩn

nitrite hoá.

Quá trình anammox đượ c thực hiện trong điều kiện hiếu khí ở giai đoạn

II nhờ các vi khuẩn anammox.







27

Như vậy cả hai loại vi khuẩn này đều có thể song song tồn tại trong cùng mộtkhu vực dựa vào lượ ng oxy và lượ ng oxy tự do theo chiều sâu của lớ p màng sinh

học biofilm. Amon sẽ đượ c oxy hoá dướ i điều kiện giớ i hạn về ôxy để tạo ra mộtlượ ng nitrite thích hợp. Lượ ng nitrite này sẽ k ết hợ p với lượ ng amoni còn lại để tạo

thành N2 bở i các vi khuẩn anammox. K ết hợ p 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 nướ cthải giàu amoni của nướ c thải thu gom trên bề mặt của các quá trình xử lý sinh hóa

bùn đặc. Trong khi hyđrô cacbonat và amon là những ion dễ bị ảnh hưở ng bở i cácquá trình tích nạp điện tích trên bề mặt do chúng đều tr ải qua những sự biến đổitrong thờ i gian nitrite hoá bộ phận và anammox. Vì vậy chúng ta có thể sử dụngnhững phương pháp đo dẫn điện như một tham số để đi theo quá trình loại bỏ nitơ.

Mục tiêu là sử dụng chúng ướ c lượ ng tính dẫn điện như một tham số đơn

giản để theo dõi quá trình nitrite hoá và anammox trong hệ thống xử lý một hoặc haigiai đoạn.

2.11 Các công trình nghiên cứ u có liên quan

Việc tìm kiếm các biện pháp để xử lý vấn đề ô nhiễm nướ c và hoàn nguyêntr ở lại nguồn tài nguyên này không ngừng đượ c tiến hành. Đến nay đã có các côngtrình nghiên cứu trong và ngoài nướ c, từ công nghệ hiện đại đến những vật liệu thôsơ bằng cách ứng dụng những khả năng có ích của vi sinh vật.

Viện hoá học công nghệ (Bộ Công Nghệ) đã phối hợ p vớ i trung tâm công

nghệ môi trườ ng quốc tế Nhật Bản (ICETT) chuyển giao công nghệ xử lý nướ c thải bằng vi sinh vật. Vật liệu để lọc là những thứ có sẳn, dễ tìm và r ẽ tiền như đá vôi,chất phế thải xây dựng có độ xố p cao, than củi, các loại vỏ sò, ốc, hến,… quá trìnhlọc hoàn toàn tự nhiên nhờ các vi sinh vật phân huỷ các chất trong nướ c thải.

Một công trình hợ p tác nghiên cứu giữa Singapo và Việt Nam đã nghiên cứu

thành công một loại chế phẩm sinh học gọi là Aquaclean®, bao gồm trên 31 loài vikhuẩn sống và một men sinh học, đượ c chọn lọc đặc biệt cho xử lý nướ c thải công

nghiệp, đô thị và tất cả các loại nướ c thải bị ô nhiễm hữu cơ.

Theo Tr ần Đức Hạ (2002), quy trình khử chất dinh dưỡng nitơ bằng biện pháp sinh học cần phải có các điều kiện sau: điều kiện yếm khí (hoặc thiếu oxy tự do); có nitrate hoặc nitrite; có vi khuẩn tùy tiện khử nitrate. Để khử 1g N-NO3

- cần

2.47g COD hoặc 2.86g COD của cặn lắng. Khi pH của nướ c thải tăng lên, khử 1mg N-NO3

- làm độ kiềm của nước tăng lên 3.6mg CaCO3/lit.







28

Theo Lê Anh Kha (2003) vớ i thí nghiệm dùng vật liệu là đất nung và khối bê tông để loại đạm ra khỏi nước đạt khoảng 85%, đượ c bổ sung nguồn năng lượ ng

là cacbon và đạm đượ c loại bỏ qua quá trình hô hấ p và khử nitrate nhờ vào cộngđồng vi sinh vật dị dưỡ ng.

Theo Tr ần Văn Nhân và Ngô Thị Nga (1999) thì các biện pháp xử lý nướ cthải bằng biện pháp sinh học gồm hai nhóm là trong điều kiện tự nhiên (ao, hồ,

cánh đồng lọc,…) và trong điều kiện nhân tạo (các vật liệu xốp, đất, đá,…). Ví dụ:Hệ thống lọc sinh học BIOFOR (Biological Oxigennated Fiter) đượ c ứng dụng để

loại bỏ ammoniac bằng oxy hóa, khử nitrate, BOD5 (300mg/l) bằng khí nén và vậtliệu lọc hay đĩa quay sinh học RBC là thiết bị xử lý nướ c bằng k ỹ thuật màng sinh

học dựa vào gắn k ết của vi sinh vật trên bề mặt của vật liệu, đĩa đã đượ c áp dụng ở Đức, Mỹ, Canada,…

Theo Nguyễn Việt Anh (2005) đã nghiên cứu xử lý nướ c ngầm nhiễm

amoni bằng phương pháp sinh học k ết hợ p nitrate hoá và khử nitrate vớ i giá thể visinh là sợ i Acrylic hoàn toàn có thể áp dụng đượ c, vớ i hiệu suất cao, có độ tin cậyvà ổn định.

Theo Lều Thọ Bách (2009) vớ i thí nghiệm khử nitơ amôn trong nướ c ngầm

bằng công nghệ sinh học ứng dụng giá thể vi sinh dạng sợ i Polyester đảm bảo khử được nitơ amôn trong nướ c ngầm đạt tiêu chuẩn (<1.5 mg/l) do bộ Y tế ban hành.







29

CHƯƠNG 3

PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨ U

3.1 Thời gian và địa điểm nghiên cứ u

Thờ i gian nghiên cứ u: Từ tháng 08/2013 đến tháng 11/2013.

Địa điểm nghiên cứ u: Phòng thí nghiệm Chất lượng môi trườ ng, Bộ mônKhoa học môi trườ ng, Khoa Môi trườ ng và Tài nguyên nhiên nhiên.

3.2 Phương tiện nghiên cứ u

Vật liệu: + Bể nhựa 300 lít làm bể cấ p.

+ Bể Composite 35 lít làm bể giữ mực và bể phản ứng.

+ Ống nhựa mềm.

+ Cát, đá 4×6, xi măng.

Hoá chất: Các loại hoá chất cần thiết phân tích các chỉ tiêu COD, NO2-,

NO3-, NH4

+, TN, PO43-, TDP, TP.

Thiết bị: + Các thiết bị phòng thí nghiệm cần cho phân tích các chỉ tiêu trên.

+ Nhiệt k ế rượ u.

+ Máy sắc kí ion Shodex CD5 Technical Cooperation by the Government of

Japan.

+ Máy đo Mettler – Toledo AG, Japan.

+ Máy đo Thermo Orion, model 105, USA.

+ Máy đo YSI 556MPS.

3.3 Phương pháp nghiên cứ u

3.3.1 Tạo vật liệu thí nghiệm

Để tiến hành thí nghiệm, chúng tôi nghiên cứu tạo ra vật liệu dựa trên cơ sở của những nghiên cứu trước đây, có cải tiến k ỹ thuật để làm tăng diện tích bề mặt

của khối bê tông.







30

Qui trình tạo các khối bê tông đượ c thực hiện như sau:

Nguyên liệu

Nguyên liệu để tạo ra các khối bê tông gồm: cát, đá và xi măng. Đây là cácloại nguyên liệu thông dụng trong xây dựng.

Đá đượ c chọn có kích thướ c 4×6 cm. Chúng có hình dạng không đồngnhất có thể dễ dàng tạo hình cho vật liệu, làm tăng diện tích bề mặt của vật liệu và

diện tích tiế p xúc bên trong của khối bê tông.

Cát sử dụng là cát thô nhằm làm tăng độ nhám trên bề mặt vật liệu.

Xi măng đóng vai trò là chất k ết dính.

T ỉ l ệ phố i tr ộn

Khối bê tông đượ c làm từ đá, cát, xi măng theo tỉ lệ tương ứng là 4:3:1. Cát

nhiều gấ p 3 lần xi măng sẽ làm cho hỗn hợ p của khối bê tông xốp hơn.

T ạo hình cho vật liệu

Đá được ngâm trước vào nước máy, sau đó vớ t ra và tr ộn đều vào hỗn hợ phồ khô (cát và xi măng) cho lớ p hồ khô phủ đều và đồng thời làm tăng độ nhám chotừng viên đá. Cho nướ c thêm vào từ từ, tr ộn tiếp đến khi các thành phần hỗn hợ pđượ c hòa lẫn vào nhau. Sau đó gấ p từng viên đá đã đượ c tr ộn đều trong hỗn hợ pxếp đầy vào khuôn có dạng hình lập phương và để khô. Mục đích của việc xế p từngviên đá nhằm tăng độ r ỗng của khối bê tông. Sau khoảng 7 ngày có thể thu đượ ckhối vật liệu hình lập phương có bề mặt nhám, lồi lõm và có độ r ỗng cao tạo điềukiện thuận lợ i cho sự lưu thông của dòng nướ c thải và là nơi cư trú tốt cho các loài

vi sinh vật.

T ạo màng biofilm trên bề mặ t của vật liệu

Sử dụng nguồn vi sinh vật bản địa để tạo lớ p màng biofilm trên bề mặt vật

liệu: Nướ c thải đượ c lấy tại bể bùn hoạt tính trong hệ thống xử lý của Công tyTNHH Thủy sản Quang Minh. Lô 2.20A - Khu công nghiệp Trà Nóc 2, phườ ng

Phướ c Thớ i, Quận Ô Môn, Thành phố Cần Thơ. Đất đượ c lấy tại khu đất canh tácnông nghiệ p quận Cái Răng, Thành phố Cần Thơ.

Các khối bê tông sau khi đã định hình đượ c lấy ra khỏi khuôn và cho vào các

túi lưới, sau đó ngâm các túi lướ i có chứa các khối bê tông trong bể chứa nướ c thảinhà máy chế biến thủy sản và các khối đất được đặt trên váng, sử dụng máy bơmchìm bơm tuần hoàn nướ c r ửa trôi đất trên váng xuống bể để cung cấ p hệ vi sinh vật

trong đất và các nguyên tố vi lượ ng cho vi sinh vật sinh trưở ng, phát triển, bể đượ cđậy kính nhằm tạo điều kiện thiếu khí cho các loài vi sinh vật yếm khí sinh trưở ng

và phát triển trong khoảng thờ i gian từ 30 – 45 ngày để làm giảm độ kiềm, đồng







31

thờ i các nhóm vi sinh vật đang sống trong nướ c thải có thể sống bám trên bề mặtcủa khối bê tông dần hình thành màng biofilm có vai trò quan tr ọng trong quá trình

chuyển hóa các thành phần của nướ c thải diễn ra trong thí nghiệm.

3.3.2 Phương pháp bố trí thí nghiệm

a. Bố trí hệ thống thí nghiệm Nướ c thải sử dụng trong thí nghiệm là dung dịch pha từ hoá chất từ bể cấ p

qua bể giữ mực và qua bể phản ứng có chứa vật liệu khối bê tông vớ i lưu lượ ngnướ c qua bể là 8lit/giờ (Lê Anh Kha và Phạm Việt Nữ, 2003), lưu lượng nước đượ cđược điều chỉnh và giữ ổn định trong suốt quá trình thí nghiệm. Mỗi bể đặt chênhlệch nhau về độ cao để nướ c có thể tự chảy từ bể này sang bể kia.

Bể cấ p là bể nhựa vớ i thể tích 300 lít được đặt cách mặt đất khoảng 3m, chứadung dịch nướ c thải pha từ hoá chất có thành phần tương đương vớ i nướ c thải nhàmáy chế biến thủy sản sau giai đoạn nitrate hoá. Dung dịch trong bể cấ p luôn trongtình tr ạng sục khí liên tục bằng cách đặt các đầu sục khí bên trong bể giúp đồng nhất

hóa và hạn chế phân tầng các thành phần hóa học trong bể đảm bảo thành phầndung dịch đầu vào ổn định.

Bể giữ mực là bể composite vớ i thể tích 35 lít được đặt cách mặt đất khoảng2.5m và đầu của bể giữ mực phải thấp hơn đáy của bể cấp để nướ c tự chảy từ bể cấ pxuống bể giữ mực, trong bể đượ c lắ p phao giữ mực để giữ ổn định lượ ng dung dịch pha bằng hoá chất từ bể cấp, đảm bảo luôn có nguồn nướ c cung cấ p cho hệ thốnghoạt động liên tục.

Bể phản ứng là bể composite vớ i thể tích 35 lít, đượ c bố trí thấp hơn bể giữ mực để nướ c chảy tràn từ bể giữ mực có thể tự chảy vào bể phản ứng. Bên trong bề phản ứng đượ c bố trí 24 khối bê tông, tạo điều kiện sao cho dòng nướ c chảy qua có

thể tiế p xúc nhiều nhất vớ i vật liệu. Bể đượ c che kín nhằm tránh ánh sáng mặt tr ờ ichiếu vào sẽ kích thích sự phát triển của rong rêu, tảo và đảm bảo điều kiện thiếu

khí thích ứng cho quá trình khử nitrate.

Ngoài ra, còn có bể chứa đườ ng saccarozo (C12H22O11) vớ i thể tích 3 lít để

cung cấ p một lượ ng cacbon thích hợ p cho quá trình hoạt động của vi sinh vật. Bể chứa đườ ng phải đảm bảo bền về mặt hóa học và đượ c khử trùng trước khi đưa vàohệ thống nhằm ức chế hoạt động của vi sinh vật làm ảnh hưởng đến quá trình thựchiện thí nghiệm.







32

Hệ thống thí nghiệm đượ c bố trí theo sơ đồ như sau:

b. Tiến hành thí nghiệm

Thí nghiệm đượ c bố trí dạng bể liên tục gồm hai nghiệm thức, mỗi nghiệmthức đượ c lặ p lại 3 lần.

Nghiệm thứ c 1 (NT1): Hệ thống thí nghiệm khử nitrate vớ i nguồn cấ p pha từ hoá chất, vật liệu bám dính không có màng biofilm và không cung cấ pcacbon từ bên ngoài.

Nướ c thải sử dụng trong thí nghiệm là dung dịch pha từ hóa chất vớ i chỉ số

COD (pha từ Peptone), N-NO3- (pha từ NaNO3), và P-PO4

3- (pha từ Na2HPO4.12H2O). Nồng độ dung dịch sẽ dựa vào nướ c thải nhà máy chế biến thủy

sản sau giai đoạn nitrate hóa để pha vớ i nồng độ N-NO3- trong khoảng từ 30mg/L –

100mg/L. Sau đó tiến hành sục khí trong khoảng thờ i gian 2 giờ để các muối hoàtan hết tr ở về dạng ion và đượ c tr ộn đều thì cho chảy vào hệ thống.

Vị trí thumẫu đầu ra

Hình 3.1: Sơ đồ bố trí thí nghiệm tổng quát

Vị trí thu mẫuđầu vào có bổ sung đườ ng

Vị trí thu mẫu

đầu vào

Nướ c thảiđầu ra

Bể phản ứng

2

4

C12H22O11

3

Sục khí

Bể cấ p

Bể giữ mực

Nướ c thảiđầu vào

1

Vị trí thu mẫu tại bể cấ p







33

Bảng 3.1: Tên và lượ ng hóa chất được đưa vào bể cấ p

Hóa chất Lượ ng sử dụng (g/300 lít nướ c máy)

Pepton 9.0

NaNO3 66.48

Na2HPO4.12H2O 8.66Bể phản ứng đượ c bố trí 24 khối bê tông, bề mặt các khối bê tông không có

lớ p màng biofilm và đượ c khử trùng ở 121oC để tiêu diệt các loài vi sinh vật bám

dính trên vật liệu.

Khi hệ thống hoạt động ổn định, tiến hành thu mẫu và phân tích các chỉ tiêu

pH, EC, DO, Nhiệt độ, COD, NO2-, NO3

-, NH4+, TN, PO4

3-, TDP, TP.

Nghiệm thứ c 2 (NT2): Hệ thống thí nghiệm khử nitrate vớ i nguồn cấ p pha từ hoá chất, vật liệu bám dính có màng biofilm và cung cấ p thêm nguồn cacbon

là đườ ng saccarozo (C12H22O11) từ bên ngoài.Thí nghiệm đượ c bố trí như ở nghiệm thức 1: nướ c thải đượ c pha theo công

thức như bảng 3.1, vật liệu sử dụng đượ c thay bằng các khối bê tông có lớ p màng biofilm và trong quá trình thí nghiệm bể phản ứng đượ c bổ sung một lượng đườ ng

saccarozo từ bên ngoài vớ i nồng độ 40mgC/L (dung dịch nước đầu vào sau khi bổ sung đườ ng saccarozo có nồng độ COD là 100mg/L) nhằm hạn chế thừa lượ ngđườ ng cấ p vào làm ảnh hưởng đến chất lượng nước đầu ra.

Khi hệ thống hoạt động ổn định, tiến hành thu mẫu và phân tích các chỉ tiêu pH, EC, DO, Nhiệt độ, COD, NO2

-, NO3-, NH4

+, TN, PO43-, TDP, TP.

3.3.3 Phương pháp thu mẫu

Tiến hành thu mẫu sau khi hệ thống đạt tr ạng thái ổn định (thành phần hóa

học trong mẫu đầu ra ổn định tại các thời điểm thu mẫu khác nhau). Thứ tự thu mẫulà điểm (4) mẫu đầu ra; (3) mẫu đầu vào có bổ sung cacbon; (2) mẫu đầu vào không

bổ sung cacbon; (1) mẫu nướ c thải tại bể cấ p.

Mẫu hoá học (COD, NO2-, NO3

-, NH4+, TN, PO4

3-, TDP, TP) đượ c thu bằng

chai thuỷ tinh vớ i thể tích 500ml. Các chỉ tiêu vật lý (pH, EC, DO, nhiệt độ) đượ cxác định tr ực tiế p bằng máy đo.

Trướ c khi thu mẫu, cần tráng dụng cụ bằng chính mẫu thu 2 – 3 lần. Mẫu sau

khi thu được đậy kín và ghi rõ lý lịch mẫu. Mẫu đượ c tr ữ lạnh ở 4oC và phân tích tại

phòng thí nghiệm Chất lượ ng môi trườ ng, Bộ môn Khoa học môi trườ ng, Khoa Môitrườ ng và Tài nguyên thiên nhiên.







34

3.3.4 Phương pháp phân tích mẫu

Các chỉ tiêu vật lý: pH, EC, DO, sẽ được xác định tr ực tiế p bằng máy đo. Nhiệt độ được đo bằng nhiệt k ế rượ u.

Các chỉ tiêu hoá học (COD, NO2-, NO3

-, NH4+, TN, PO4

3-, TDP, TP) đượ c

phân tích tại phòng thí nghiệm Khoa Môi trườ ng và Tài nguyên thiên nhiên.Bảng 3.2: Phương pháp phân tích từng chỉ tiêu

Chỉ tiêu phân tích Đơn vị Phương pháp phân tích

pH Máy đo Mettler – Toledo AG

EC µS/cm Máy đo Thermo Orion 105

Nhiệt độ oC Nhiệt k ế rượ u

DO mg/l YSI 556MPS

COD mg/l Phương pháp Kali bicromate

NO2-, NO3-, NH4+ mg/l Đo bằng máy sắc kí ion Shodex CD5TN mg/l Standard Methods

PO43-, TDP, TP mg/l Phương pháp so màu Ascorbic acid

3.3.5 Phương pháp xử lý số liệu

Sử dụng phần mềm Microsoft Excel và Statgraphics.







35

CHƯƠNG 4

K ẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN

4.1 K ết quả tạo màng biofilm cho vật liệu thí nghiệm

Dựa trên k ết quả của những nghiên cứu trước đây và cải tiến k ỹ thuật để tạo

các khối vật liệu. Các khối bê tông sau khi đã định hình và lấy ra khỏi khuôn vớ icác đặc điểm như: kích thướ c của khối bê tông là 10×10×10 cm, bề mặt nhám, có

độ r ỗng cao làm tăng diện tích bề mặt của khối vật liệu.

Theo k ết quả nghiên cứu của Lê Anh Kha và Masazuki (2003), đã xác định

đượ c một số thuộc tính của khối bê tông như sau:

Kích thướ c (cm): 10×10×10

Kích thước đá: 4×6

Mật độ lỗ: 30%

Chỉ số nén (kg/cm3): 20 Hệ số thấm (cm/sec): 3.5

Khi chưa ngâm các khối vật liệu vào dòng nướ c thải để tạo màng biofilm thìcác khối vật liệu có bề mặt nhám, các viên đá đượ c sắ p xế p chồng lên nhau, có màu

tr ắng và màu xanh.

Các khối bê tông sau khi ngâm trong bể chứa nướ c thải sau khoảng thờ i gian

từ 30 – 45 ngày thì các khối bê tông đượ c bao phủ bở i một lớp màng làm thay đổimàu sắc khối vật liệu (từ tr ắng và xanh chuyển sang màu nâu đen), bề mặt khối vật

liệu có độ nhớt và không nhìn rõ đượ c sự sắ p xế p của các viên đá.

Hình 4.1: Khối bê tông không có màng

biofilmHình 4.2: Khối bê tông sau khi tạo

màng biofilm







36

Đặc điểm của các khối bê tông là sử dụng những nguyên liệu r ẻ tiền, dễ tìm,thông dụng trong xây dựng, có độ xốp và độ r ỗng cao giúp tăng diện tích bề mặt tiế pxúc, bề mặt của vật liệu có độ nhám cao thích hợ p làm giá thể cho vi sinh vật.

Tuy nhiên, khi sử dụng các khối vật liệu này cũng có một số hạn chế như:

khối lượ ng khối vật liệu khá nặng, chiếm nhiều diện tích, phải kiểm soát lớ p màngvi sinh vật vì khi màng quá dày sẽ làm giảm hiệu quả xử lý của vật liệu và cần có

biện pháp hoàn nguyên hoặc xử lý vật liệu sau khi sử dụng.

4.2 K ết quả thí nghiệm vớ i dung dịch nướ c thải pha từ hóa chất có nồng độ tương đương với nướ c thải nhà máy chế biến thủy sản

4.2.1 Nhiệt độ

K ết quả nghiên cứu cho thấy, trong suốt quá trình thí nghiệm nhiệt độ daođộng từ 28.5 – 29.5oC, gần vớ i nhiệt độ ngoài môi trườ ng và không có sự khác biệtgiữa các vị trí thu mẫu. Trong đó, vị trí đầu ra nghiệm thức 2 có giá tr ị cao nhất dao

động trong khoảng 29 – 29.5oC, tiế p theo là ở đầu ra nghiệm thức 1 và đầu vào tại

bể cấp dao động trong khoảng 28.5 – 29oC, thấ p nhất là đầu vào có bổ sung cacbonvà đầu vào không bổ sung cacbon đạt 28 – 28.5oC.

Hình 4.3: Sự biến động nhiệt độ (oC) giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thínghiệm khử nitrate vớ i nguồn cấ p pha từ hóa chất.

Ghi chú: BC: đầu vào t ại bể cấ p; ĐVKC: đầu vào không bổ sung cacbon; ĐVCC: đầu vào

sau khi bổ sung cacbon; ĐR1: đầu ra nghiệm thứ c 1; ĐR2: đầu ra nghiệm thứ c 2.

0

5

10

15

20

25

30

35

BC ĐVKC ĐVCC ĐR1 ĐR2

N h i ệ t đ ộ ( o C )

Vị trí thu mẫu







37

Sự chênh lệch nhiệt độ tại các vị trí thu mẫu là do ảnh hưở ng của điều kiệnngoại cảnh, thờ i tiết. Vị trí đầu ra nghiệm thức 2 đạt giá tr ị cao nhất là do bể chứa

nước đầu ra không đượ c che kín, có ánh sáng mặt tr ờ i chiếu vào làm nhiệt độ tăngcao hơn các vị trí khác. Nhiệt độ ở bể cấp cao hơn các vị trí đầu vào có cấ p cacbon

và đầu vào không cấ p cacbon là do bể cấp đượ c đậy kín làm giảm sự thoát nhiệt ra

bên ngoài môi trườ ng.

Theo Huỳnh Thị Ngọc Lưu và Nguyễn Thị Thu Vân (2007), quá trình khử nitrate hóa có thể xãy ra trong khoảng nhiệt độ r ất r ộng từ 0oC – 50oC trong đókhoảng tối ưu là 30oC – 35oC.

Theo nghiên cứu của Phan Văn Tiến (2010), nhiệt độ dao động trong khoảngtừ 26 – 31oC phù hợ p cho sự phát triển của vi sinh vật khử nitrate.

Theo nghiên cứu của Đoàn Thị Thúy Oanh (2005), nhiệt độ tại các điểm thu

mẫu ít dao động (từ 27.0 – 27.50C) và gần vớ i nhiệt độ ngoài môi trườ ng thích hợ p

cho vi sinh vật hoạt động và phát triển tốt.

Nhìn chung, k ết quả thu nhận được là tương đồng vớ i các nghiên cứu đã thựchiện trước đây, phù hợ p cho vi sinh vật hoạt động và phát triển.

4.3.2 pH

Hình 4.4: Sự biến động pH giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate vớ i nguồn cấ p pha từ hóa chất.



0

1

2

3

4

5

6

7

8

9


p H

Vị trí thu mẫu







38

Qua biểu đồ thể hiện sự biến động pH giữa các điểm thu mẫu cho thấy pHdao động trong khoảng từ 6.84 – 7.63. Các giá tr ị pH không có sự khác biệt

(p>0.05) tại các vị trí bể cấp đạt 7.57 – 7.69, đầu vào có bổ sung cacbon đạt 7.56 – 7.60, đầu vào không bổ sung cacbon đạt 7.57 – 7.65, đầu ra nghiệm thức 1 đạt 7.60.

Riêng vị trí đầu ra nghiệm thức 2 pH giảm và đạt giá tr ị thấ p nhất 6.79 – 6.87.

Sự khác biệt tại vị trí đầu ra nghiệm thức 2 là do lượ ng cacbon cung cấ p vào

hệ thống được đốt cháy bởi oxy trong nước để cung cấp năng lượ ng cho vi sinh vậthoạt động. Nitrate là chất nhận điện tử để tr ở thành dạng N2 thoát ra khỏi hệ thống,

lượng đườ ng bổ sung từ bên ngoài là chất cho điện tử. Saccarozo đượ c phân cắtthành các phân tử đường đơn dạng glucose và fructose. Trong điều kiện thiếu khí

xảy ra sự lên men lactic tạo thành axit lactic và axit axetic làm cho pH đầu ra giảmmạnh.

Theo Tr ần Cẩm Vân (2002), quá trình phân giải glucoza thành axit lactic

đượ c gọi là quá trình lên men lactic. Có 2 loại lên men lactic đồng hình và dị hình.

Sự lên men lactic đồng hình glucoza bị phân hủy theo con đườ ng Embden –

Mayerhof tạo thành axit pyruvic, axit pyruvic khử thành axit lactic:

Quá trình lên men lactic đồng hình đượ c thức hiện bở i nhóm vi khuẩnLactobacterium và Streptococcus.

C6H12O6

glucoza

2CH3COOH Axit pyruvic

2CH3CHOHCOOH

Axit lactic

NAD.H

NAD+

Ox hóa hô hấ PyruvatGlucose Glycosis (giải phóng ra 2 ATP)

34 ATP

Không O2

Eth l alcohol + CO2Axit lactic

Lên men







39

Sự lên men lactic dị hình glucoza bị phân giải theo con đườ ng pentozophotphat. Sản phẩm của quá trình lên men ngoài axit lactic còn có rượ uetylic, axit axetic và glyxerin:

Theo Huỳnh Thị Ngọc Lưu và Nguyễn Thị Thu Vân (2007), pH tối ưu các vikhuẩn tham gia vào quá trình phản nitrate hóa thườ ng nằm trong dãi pH từ 7 – 8.

Theo k ết quả nghiên cứu của Đoàn Thị Thúy Oanh (2005), pH ở khoảng

trung tính nghiêng về kiềm nhẹ dao động từ 7.0 - 8.3 và theo Phan Văn Tiến (2010) pH dao động từ 7.09 – 8.01 thích hợ p cho vi sinh vật hoạt động.

K ết quả nghiên cứu cho thấy pH tại các vị trí thu mẫu ở khoảng trung tínhthích hợ p cho vi sinh vật khử nitrate hoạt động.

4.3.3 EC

Hình 4.5: Sự biến động độ dẫn điện (EC, µS/cm) giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate vớ i nguồn cấ p pha từ hóa chất.



0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

500


E C ( µ S / c m )

Vị trí thu mẫu

C6H12O6

Axit lactic Axit axeticglyxerin

CH3CHOHCOOH + CH3COOH + CH2OHCHOHCH2OH

CO2 + Q







40

K ết quả khảo sát cho thấy, EC đo được dao động trong khoảng 424 - 450µS/cm. Giá tr ị EC đạt cao nhất tại bể cấ p 447 – 450 µS/cm, tiếp theo là đầu vào

không cấ p cacbon 445 – 453 µS/cm, đầu vào có cấ p cacbon 441 – 452 µS/cm, đầura nghiệm thức 1 là 443 – 445 µS/cm và thấ p nhất là đầu ra nghiệm thức 2 là 421 – 428 µS/cm.

Theo Ngô Ngọc Hưng (2000), độ dẫn điện phản ánh nồng độ ion hoặc chất

vô cơ hòa tan, các muối hòa tan trong dung dịch tồn tại ở dạng ion và làm cho dungdịch có khả năng dẫn điện, độ dẫn điện càng cao chứng tỏ nồng độ ion càng lớ n.

Các vị trí thu mẫu tại bể cấp, đầu vào không bổ sung cacbon, đầu vào có bổ sung cacbon, đầu ra nghiệm thức 1 dao động không lớ n và khác biệt không có ýnghĩa thống kê (p>0.05), chứng tỏ không có sự thay đổi lớ n về nồng độ các ion quacác vị trí thu mẫu của hệ thống và không có sự chuyển biến ion từ dang này sang

dạng khác.

Giá tr ị EC ở đầu ra nghiệm thức 2 giảm và khác biệt có ý nghĩa (p<0.05) sovớ i các vị trí thu mẫu đầu vào và đầu ra nghiệm thức 1 chứng tỏ có sự chuyển biếnion từ dạng này sang dạng khác. Hệ thống sử dụng các khối bê tông có màng

biofilm nên lượ ng ion NO3- đã đượ c hệ vi sinh vật khử nitrate sử dụng cho quá trình

hô hấ p tr ả về N2 tự do thoát ra khỏi hệ thống làm giảm EC trong dung dịch nướ cthải đầu ra. Bên cạnh đó hệ thống đượ c cung cấ p thêm nguồn cacbon là đườ ngsaccarozo từ bên ngoài khi vào hệ thống đượ c phân cắt thành các dạng ion dẫn điện

tr ả lại lượ ng ion mất đi do quá trình khử nitrate nên EC trong nướ c thải đầu ra giảmkhoảng 6%.

Theo k ết quả nghiên cứu của Phan Văn Tiến (2010), EC đo dượ c trongkhoảng 410 - 453µS/cm và dao động không đáng kể qua các vị trí thu mẫu đầu vàochứng tỏ không có sự thay đổi lớ n về nồng độ các ion. Khi sử dụng vật liệu có màng

biofilm và cung cấ p cacbon từ bên ngoài thì EC đầu ra của hệ thống giảm so với đầuvào ( đầu vào 445µS/cm – đầu ra 431µS/cm) chứng tỏ có sự chuyển biến ion từ dạng này sang dạng khác.

Nhìn chung, k ết quả của hệ thống thí nghiệm là tương đồng vớ i k ết quả củanhững nghiên cứu trướ c.

4.4.4 DO

Qua biểu đồ cho thấy DO dao động trong khoảng 0.51 – 7.3 mg/L, trong đógiá tr ị DO cao nhất ở đầu vào tại bể cấ p của hệ thống đạt 7.36mg/L gần với ngưỡ ng bão hòa là do quá trình sục khí liên tục, tiếp theo là đầu vào không bổ sung cacbon3.58mg/L, đầu vào có bổ sung cacbon 2.39mg/L, đầu ra nghiệm thức 1 là 2.37mg/L

và thấ p nhất ở đầu ra nghiệm thức 2 là 0.51mg/L.







41

Hình 4.6: Sự biến động oxy hòa tan (DO, mg/L) giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate vớ i nguồn cấ p pha từ hóa chất.



Giá tr ị DO tại đầu vào có bổ sung cacbon và đầu vào không bổ sung cacbongiảm còn khoảng 2.39 – 3.58mg/L chứng tỏ tác dụng của bể giữ mực ngoài chức

năng ổn định lượng nước đầu vào của hệ thống còn làm giảm lượ ng oxy hòa tantrong dung dịch nướ c thải trước khi đi vào hệ thống giúp cho điều kiện thí nghiệm

xảy ra tốt hơn.

DO đầu vào có bổ sung cacbon thấp hơn DO đầu vào không bổ sung cacboncho thấy lượng đườ ng đã được oxy trong nướ c phân hủy để cung cấp năng lượ ngcho hoạt động của vi sinh vật và thờ i gian tiếp xúc chưa đủ đườ ng sử dụng hết

lượ ng oxy hòa tan trong dung dịch nên lượng oxy hòa tan trong nước đầu vào cònkhà cao.

Đầu ra nghiệm thức 1 giá tr ị DO vẫn còn cao (2.61mg/L) do bể chứa vật liệukhông có màng biofilm và không cung cấ p nguồn cacbon từ bên ngoài nên lượ ngoxy hòa tan giảm không đáng kể giữa đầu vào và đầu ra.

Đầu ra nghiệm thức 2 DO giảm còn r ất thấ p (0.46 – 0.58mg/L) và khác biệt

có ý nghĩa thống kê so vớ i các vị trí khác (p<0.05) là do hệ thống đượ c bổ sunglượ ng cacbon từ bên ngoài, khi hòa vào dung dịch đã được oxy trong nướ c phân hủy

giúp làm giảm lượng oxy hòa tan trong nướ c và cung cấp năng lượ ng cho hoạt động

0

1

2

3

4

5

6

7

8


D O

( m g / L )

Vị trí thu mẫu







42

sống của vi sinh vật khử nitrate hóa, đồng thờ i tạo điều kiện thiếu khí thích hợ p choquá trình khử nitrate.

Theo Lương Đức Phẩm (2007), muốn loại đượ c nitrate thì phải tạo điều kiệncho vi sinh vật khử nitrate hoạt động để khử nitrate thành nitơ phân tử bay vào

không khí. Quan hệ vớ i không khí là thiếu khí (thiếu oxy). Nồng độ oxy hòa tan là1÷2mg/L không ảnh hưởng đến quá trình phản nitrate hóa trong hệ thống lọc sinh

học nhưng trong hệ thống bùn hoạt tính thì nồng độ oxy hòa tan nên nhỏ hơn0.3mg/L.

Theo Lê Hoàng Việt (2003), để quá trình khử nitrate hóa càng tiến về khôngthì nồng độ DO trong nước là 0 < DO ≤ 1 mg/L.

Một trong những điều kiện để phản ứng khử nitrate hóa xảy ra là điều kiệnyếm khí hoặc thiếu oxy tự do (Tr ần Đức Hạ, 2002).

Theo k ết quả nghiên cứu của Phan Văn Tiến (2010), nồng độ DO dao độngtrong khoảng 0.27 – 0.43mg/L phù hợ p cho quá trình khử nitrate xả ra.

Nhìn chung, k ết quả thu nhận đượ c tại đầu ra nghiệm thức 2 có nồng độ DOr ất thấ p chứng tỏ đây là môi trườ ng yếm khí r ất phù hợ p cho quá trình khử nitrate

hóa xảy ra.

4.4.5 COD

Chỉ số COD để đặc trưng cho hàm lượ ng chất hữu cơ của nướ c thải và sự ônhiễm của nướ c tự nhiên. COD thể hiện nhu cầu oxy cần thiết để oxy hóa toàn bộ

các chất hữu cơ có trong mẫu nướ c thành CO2 và H2O (Đặng Kim Chi, 1996).

Qua biểu đồ cho thấy chỉ số COD đầu vào của hệ thống xử lý r ất thấ p 5.33 – 5.54 mg/L do dung dịch nướ c thải đượ c pha bằng pepton, Na2HPO4.12H2O, NaNO3 và nước máy nên đượ c kiểm soát ở nồng độ thấ p.

Theo các nghiên cứu của Lê Anh Kha (2003) và Đoàn Ngọc Minh (2007), để quá trình khử nitrate xảy ra trong nướ c thải đạt hiệu suất cao thì cần bổ sung thêmnguồn cacbon từ bên ngoài hệ thống là methanol (CH3OH) hoặc glucose nhằm cungcấp năng lượ ng cho hoạt động của vi sinh vật.

Theo k ết quả nghiên cứu của Phan Văn Tiến (2010), lượng đườ ng saccarozocần bổ sung cho quá trình phản nitrate hóa là 40mgC/L và theo Lê Th ị Xuân Thị (2008) lượ ng methanol cần bổ sung là 30mgC/L khi đó quá trình khử nitrate hóaxảy ra đạt hiệu suất cao.

Vì vậy, hệ thống đượ c cung cấ p nguồn cacbon là đườ ng saccarozo(C12H22O11) vớ i nồng độ 40mg/L.







43

Do đó, điểm đầu vào khi có bổ sung cacbon thì chỉ số COD tăng rất caokhoảng 103.67 mg/L là do dung dịch nướ c thải pha bằng hóa chất đượ c bổ sung

lượ ng cacbon (đườ ng saccarozo) từ bên ngoài.

Hình 4.7: Sự biến động của COD (mg/L) giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thínghiệm khử nitrate vớ i nguồn cấ p pha từ hóa chất.



COD ở đầu ra nghiệm thức 1 (4.27 – 5.63 mg/L) giảm r ất ít so với đầu vào

không bổ sung nguồn cacbon (5.27 – 5.69 mg/L) là do lượng COD đã bị phân hủy bởi lượng oxy hòa tan trong nướ c, và trong hệ thống vật liệu sử dụng không có

màng biofilm nên lượ ng COD giảm không đáng kể.

Theo Lê Hoàng Việt (2003), quá trình phân hủy hiếu khí trong nướ c thảiđượ c chia thành nhiều giai đoạn và đượ c biểu thị bằng các phản ứng:

Các hợ p chất Hydratcacbon bị phân hủy hiếu khí chủ yếu theo phương trình:

Oxy hóa các chất hữu cơ: CxHyOz + O2 CO2 + H2O + ∆H

Quá trình sinh tổng hợ p tạo thành tế bào vi sinh vật đượ c thể hiện dướ i dạng

phương trình sau:

CxHyOz + O2 Tế bào vi sinh vật (C5H7O2 N) + CO2 + H2O + ∆H

Đầu ra nghiệm thức 2 thì lượ ng COD giảm còn khoảng 10 mg/L trong khilượng COD đầu vào có bổ sung cacbon là khoảng 103.67 mg/L và lượng COD đầu

ra nghiệm thức 2 so với đầu vào khi chưa cung cấ p thêm nguồn cacbon có sự biến

0

20

40

60

80

100

120


C O D ( m g / L )

Vị trí thu mẫu







44

động không cao (COD đầu vào không bổ sung cacbon là 5.54 mg/L - COD đầu ranghiệm thức 2 là 10 mg/L) cho thấy vi sinh vật đã sử dụng khoảng hơn 90% lượ ng

cacbon khi đượ c cung cấ p thêm từ bên ngoài để làm nguồn năng lượ ng cho quátrình hoạt động của chúng.

4.4.6 Tổng lânLân là nguồn dinh dưỡ ng khoáng quan tr ọng nhất đối vớ i vi sinh vật vì trong

thành phần tế bào nó chiếm tỉ lệ 50% tổng số các chất khoáng (Tr ần Cẩm Vân,2005). Do đó trong hệ thống P là yếu tố cần thiết cho vi sinh vật hoạt động.

Trong tế bào vi sinh vật photpho chiếm khoảng 1.5 – 2% tr ọng lượ ng khôcủa khối vi sinh, nhưng tỷ lệ phần trăm sẽ tăng theo tốc độ sinh trưở ng của vi sinh

vật (Nguyễn Văn Tố, 1999). Vì vậy, photpho là nguồn dinh dưỡ ng khoáng quantr ọng đối vớ i vi sinh vật.

Hình 4.8: Sự biến động nồng độ Photphorus (mg/L) giữa các điểm thu mẫu trong hệ

thống thí nghiệm khử nitrate vớ i nguồn cấ p pha từ hóa chất.Ghi chú: BC: đầu vào t ại bể cấ p; ĐVKC: đầu vào không bổ sung cacbon; ĐVCC: đầu vào


K ết quả phân tích cho thấy nồng độ TP, TDP, P-PO43- biến động không lớ n

và không có sự khác biệt (p>0.05) ở các vị trí thu mẫu. Nồng độ TP tại bể cấ p là

7.61 – 7.68mg/L, đầu vào không bổ sung cacbon là 7.57 – 7.69mg/L, đầu vào có bổ

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9


P h o t p h o r u s ( m g / L )

Vị trí thu mẫu

TP

TDP

P-PO43-







45

sung cacbon là 7.55 – 7.62mg/L. Nồng độ TDP tại bể cấ p là 7.56 – 7.6mg/L, đầuvào không bổ sung cacbon là 7.54 – 7.59mg/L và đầu vào có bổ sung cacbon là 7.51

– 7.59mg/L, các giá tr ị này tượ ng tự các giá tr ị nồng độ TP chứng tỏ lượ ng lân trongdung dịch nướ c thải pha từ hóa chất tồn tại chủ yếu là các dạng lân hòa tan, trong đó phần lớ n là dạng P-PO4

3- do nồng độ P-PO43- trong dung dịch cũng tương đương vớ i

các giá tr ị nồng độ của TDP. Nồng độ P-PO43- tại bể cấ p là 2.40 – 2.45mg/L, tại đầuvào không bổ sung cacbon là 2.40 – 2.43mg/L và đầu vào có bổ sung cacbon là 2.3 – 2.40mg/L.

Đầu ra nghiệm thức 1 nồng độ TP là 7.47 – 7.51mg/L, nồng độ TDP là 7.44 – 7.51mg/L, nồng độ P-PO3

- là 2.21 – 2.37mg/L, các giá tr ị này giảm không đáng kể

so vớ i ở vị trí đầu vào tại bể cấp và đầu vào không bổ sung cacbon do các khối bêtông không có màng biofilm dung dịch nướ c thải qua hệ thống và ra ngoài không

đượ c vi sinh vật sử dụng. K ết quả cho thấy lượ ng lân trong dung dịch nướ c thải đầura chủ yếu tồn tại ở các dạng lân hòa tan và phần lớ n là dạng P-PO4

3-. Lượ ng lân

trong nướ c thải đầu ra giảm r ất ít là do lắng xuống đáy bể hoặc dính bám vào thành bể và đườ ng ống dẫn nướ c thải vào hệ thống. Hàm lượ ng lân trong dung dịch nướ cthải đầu ra không khác biệt với hàm lượ ng lân trong nướ c thải đầu vào tại bể cấ p vàđầu vào không bổ sung cacbon chứng tỏ vật liệu không có khả năng xử lí lân.

Khi qua hệ thống xử lý, vật liệu sử dụng là các khối bê tông có màng biofilmvà đượ c bổ sung lượ ng cacbon từ bên ngoài thì hàm lượ ng lân giảm mạnh, khác biệt

có ý nghĩa thống kê (p<0.05) so vớ i các vị trí thu mẫu đầu vào và đầu ra nghiệmthức 1. Nồng độ TP ở đầu ra nghiệm thức 2 là 4.37 – 4.48mg/L, TDP là 3.41 –

3.49mg/L, P-PO43-

là 0.68 – 0.76mg/L. K ết quả cho thấy, trong nướ c thải đầu rachiếm phần lớ n là các dạng lân hòa tan. Hàm lượ ng TDP và PO4

3- giảm cho thấy

một lượng lân hòa tan đã đượ c chuyển vào sinh khối vi sinh vật. Nồng độ TP giảmvà khác biệt có ý nghĩa thống kê (p<0.05) so với đầu vào là do sự tích lũy trong tế

bào vi sinh vật, khi chết chúng lắng xuống đáy bể hoặc bong tróc, trôi nổi và thoátra khỏi hệ thống.

Sự khác biệt về nồng độ TP và P-PO43- ở đầu ra nghiệm thức 2 (TP là

4.39mg/L và P-PO43- 0.72mg/L) vớ i nồng độ TP và P-PO4

3- ở đầu vào bể cấ p (TP là7.68mg/L và P-PO4

3- là 2.43mg/L) và đầu vào có bổ sung cacbon (TP là 7.59mg/L

và P-PO43- là 2.39mg/L) cho thấy vi sinh vật đã sử dụng khoảng hơn 70% lượ ng P-PO4

3- để tổng hợ p tế bào mới, điều này chứng tỏ P là nguồn dinh dưỡ ng khoángquan tr ọng cho hoạt động sống của vi sinh vật.







46

4.4.7 Tổng đạm

Đạm là một trong những nguồn nguyên liệu chủ yếu xây dựng nên tế bào visinh vật, trong nướ c thải đạm tồn tại chủ yếu ở nhiều dạng: dạng protein, các sản phẩm phân rã, ammonia, muối amon, dạng ion và nitơ tự do.

Theo Tr ần Cẩm Vân (2005), các dạng nitơ hữu cơ như protein, polypeptit,acid amin là nguồn dinh dưỡng đối vớ i nhóm vi sinh vật dị dưỡ ng amin. Dạng nitơvô cơ như NH3, NH4

+, NO3- là các nguồn dinh dưỡng đối vớ i nhóm vi sinh vật tự

dưỡ ng amin.

K ết quả khảo sát cho thấy, qua các đợ t thu mẫu, nồng độ TN không có sự khác biệt tại các vị trí thu mẫu (p>0.05) tại bể cấ p, đầu vào không bổ sung cacbon,

đầu vào có bổ sung cacbon và dao động trong khoảng từ 41.30 – 41.42mg/L. Nồngđộ TN đạt cao nhất tại bể cấ p 41.36mg/L, tiế p theo là ở đầu vào không bổ sung

cacbon đạt 43.13mg/L và thấ p nhất ở đầu vào có bổ sung cacbon 41.3mg/L.

Hình 4.9: Sự biến động nồng độ Nitrgen (mg/L) giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate vớ i nguồn cấ p pha từ hóa chất.



0

5

10

15

20

25

30

35

40

45


N i t r o g e n

( m g / L )

Vị trí thu mẫu

TN

N-NO2-

N-NO3-

N-NH4+







47

Qua biểu đồ thể hiện sự biến động nồng độ nitrogen ta thấy, trong dung dịchnướ c thải pha bằng hóa chất tại bể cấp, đầu vào không bổ sung cacbon và đầu vào

có bổ sung cacbon chứa chủ yếu là các dạng đạm hòa tan, trong đó phần lớ n là đạm

nitrate (36.09 – 36.23mg/L) chiếm hơn 87%. Sự xuất hiện của đạm amon tại bể cấ p,

đầu vào có bổ sung cacbon và đầu vào không bổ sung cacbon là do các gốc – NH2

trong thành phần của pepton khi hòa tan vào nướ c sẽ chuyển thành NH4+ và thờ igian sục khí tại bể cấp chưa đủ nên vẫn còn NH4

+ tồn tại trong nước đầu vào vớ inồng độ thấp, dao động trong khoảng từ 1.50 – 1.57mg/L và không có sự khác biệt(p>0.05) tại các vị trí thu mẫu đầu vào và tại bể cấ p.

Nồng độ N-NO3- ở các vị trí đầu vào biến động không lớ n, tại vị trí bể cấ p

nồng độ N-NO3- đạt cao nhất 36.23mg/L, đầu vào không bổ sung cacbon là

36.15mg/L và nồng độ N-NO3- thấ p nhất ở vị trí đầu vào có bổ sung cacbon là

36.09mg/L. Tuy nhiên nồng độ N-NO3- tại các vị trí đầu vào khác biệt không có ý

nghĩa thống kê (p>0.05).

Nồng độ nitrogen ở đầu vào có bổ sung cacbon giảm nhẹ so với đầu vào docung cấ p thêm nguồn cacbon từ bên ngoài nên đầu vào đã được pha loãng (lưu tốc

của dung dịch pha bằng hóa chất 8L/giờ, lưu tốc của đườ ng là 0.1L/giờ ).

Đầu ra nghiệm thức 1, đạm N-NO3- chiếm phần lớ n trong dung dịch nướ c

thải đầu ra và không có sự xuất hiện của đạm nitrite. Lượng đạm amon N-NH4+ vẫn

còn tồn tại trong nướ c thải đầu ra vớ i nồng độ dao động trong khoảng từ 1.4 – 1.55mg/L và khác biệt không có ý nghĩa thống kê (p>0.05) so vớ i vị trí đầu vào (1.5 – 1.63mg/L). Nồng độ TN là 41.26mg/L và N-NO3

- là 35.85mg/L giảm r ất ít và

khác biệt không có ý nghĩa thống kê (p>0.05) so vớ i so các vị trí đầu vào bể cấ p vàđầu vào không bổ sung cacbon (nồng độ TN là 41.36 – 41.42mg/L) do các khối bê

tông không có màng biofilm, dung dịch nướ c thải pha bằng hóa chất qua hệ thốngvà ra ngoài nhưng không đượ c xử lý. Lượng đạm hòa tan trong dung dịch khác biệt

không có ý nghĩa thống kê (p>0.05) so vớ i vị trí đầu vào chứng tỏ vật liệu không cókhả năng hấ p phụ đạm.

Theo nghiên cứu của Đoàn Thị Thúy Oanh (2005) và Phan Văn Tiến (2010),khi hệ thống hoạt động sử dụng các khối vật liệu không có màng sinh học (biofilm)

trên bề mặt vật liệu và không cung cấ p thêm nguồn cacbon từ bên ngoài thì nồng độ TN, TDN, N-NO3

- ở đầu vào và đầu ra của hệ thống xử lí ít dao động, chứng tỏ hệ

thống xử lí nitrate không đạt hiệu quả.

Nhìn chung, k ết quả thí nghiệm tại vị trí đầu ra nghiệm thức 1 tương tự vớ ik ết quả của những nghiên cứu trước đây chứng tỏ các khối vật liệu không có lớ pmàng sinh học (biofilm) và không cung cấ p nguồn cacbon từ bên ngoài thì hệ thống

không xử lý đượ c nitrate.







48

Theo Lê Anh Kha (2003), để quá trình khử nitrate xảy ra thì cần bổ sungthêm nguồn cacbon từ bên ngoài hệ thống nhằm cung cấp năng lượ ng cho hoạt động

của vi sinh vật.

Điều kiện cần thiết để khử nitrate là: Trướ c hết phải có quá trình nitrate hóa

xảy ra và lượ ng nitrate đã đượ c tích tụ khá lớn trong môi trườ ng; cần phải có mặtnguồn cacbon hữu cơ có khả năng đồng hóa; quan hệ vớ i không khí là thiếu khí

(thiếu oxy) (Lương Đức Phẩm, 2007).

Do đó, ở nghiệm thức 2 khi sử dụng vật liệu có màng biofilm và cung cấ pnguồn cacbon từ bên ngoài thì đầu ra không còn đạm nitrite và đạm amon, đạmnitrate N-NO3

- giảm mạnh, chỉ còn lại khoảng 0.47 – 0.87mg/L, khác biệt có ýnghĩa thống kê (p<0.05) so vớ i vị trí đầu vào (36.18 – 36.24mg/L). Nồng độ TNcũng giảm mạnh so vớ i vị trí đầu vào và còn lại khoảng 9.31 – 13.3mg/L (khác biệt

có ý nghĩa thống kê so với đầu vào). K ết quả cho thấy vi sinh vật đã sử dụng hầu hết

đạm nitrate cho quá trình hô hấ p tr ả N2 tự do ra môi trường đồng thờ i loại nitrate rakhỏi hệ thống xử lý. Lượ ng TN còn lại trong hệ thống (khoảng 24%) phần lớ n làcác dạng đạm không hòa tan từ các tế bào vi sinh vật. Nồng độ các loại đạm hòa tan

còn r ất thấ p, trong đó, không còn đạm nitrite và đạm amon, đạm nitrate chỉ cònkhoảng 0.66mg/L. Điều này chứng tỏ hệ thống loại được hơn 98% đạm nitrate ra

khỏi dung dịch nướ c thải pha bằng hóa chất và nồng độ TN giảm được hơn 76%. Như vậy, với lưu tốc đầu vào 8L/giờ hệ thống xử lý đượ c 7g N-NO3

-/ngày. Nướ cthải đầu ra đạt quy chuẩn k ỹ thuật quốc gia về nướ c thải công nghiệ p QCVN 40:2011/BTNMT loại A khi tổng lưu lượng nướ c thải xả vào nguồn tiế p nhận lớ n nhất

(Kf = 0.9) nhưng lưu lượ ng dòng chảy (Kq = 0.9) hay dung tích (Kq = 0.6) nguồntiế p nhận là nhỏ nhất.

Theo Phan Văn Tiến (2010), khi sử dụng các khối vật liệu có màng biofilmvà cung cấp thêm lượ ng cacbon từ bên ngoài là đườ ng saccarozo vớ i nồng độ

40mgC/L thì hệ thống đạt hiệu quả xử lý nitrate là 100%, nồng độ NO2- và NH4

+ đầu ra đều không còn, nồng độ TN giảm được hơn 68%.

Theo Đoàn Thị Thúy Oanh (2005), khi có màng sinh học (biofilm) trên bề mặt vật liệu, cấ p thêm một lượ ng methanol từ bên ngoài vói nồng độ khoảng

60mgC/l thì hệ thống loại đượ c 99.4% N-NO3-, nướ c thải đầu ra không còn đạm

nitrite và đạm amon.

K ết quả thí nghiệm tại đầu ra nghiệm thức 2 tương tự vớ i k ết quả của nhữngnghiên cứu trước đây. Khi vật liệu có màng sinh học trên bề mặt và cung cấp lượ ng

đườ ng saccarozo từ bên ngoài vớ i nồng độ 40mg/L thì hệ thống loại được hơn 98%đạm nitrate N-NO3

-.







49

Tóm lại, qua hoạt động xử lý của 2 nghiệm thức cho thấy: Vớ i nghiệm thứcsử dụng các khối vật liệu không có màng sinh học và không cung cấ p cacbon từ bên

ngoài thì không có hiệu quả trong việc làm giảm nồng độ nitrate. Đối vớ i nghiệmthức sử dụng vật liệu có màng sinh học và bổ sung lượ ng cacbon từ bên ngoài thì

nồng độ nitrate giảm hơn 98%, nồng độ lân giảm hơn 70% mặc dù đây không phải

là hệ thống xử lý lân, k ết quả cho thấy hiệu quả cua lớ p màng sinh học (biofilm)trong việc loại nitrate ra khỏi hệ thống xử lý. Nướ c thải đầu ra đạt loại A theo quychuẩn QCVN 40 : 2011/BTNMT.







50

CHƯƠNG 5

K ẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ

5.1 K ết luận

Hệ thống xử lí khi sử dụng vật liệu không có màng biofilm và không cung

cấ p thêm nguồn cacbon từ bên ngoài thì quá trình khử nitrate không đạt hiệu quả. Nồng độ nitrate đầu vào (36.15mg/L) và đầu ra (35.85mg/L) khác biệt không có ý

nghĩa thống kê. Nướ c thải đầu ra vẫn còn tồn tại một lượng đạm amon khá cao (1.40 – 1.55mg/L).

Hệ thống thí nghiệm sử dụng vật liệu bám dính có màng sinh học (biofilm)và cung cấ p thêm nguồn cacbon từ bên ngoài vớ i nồng độ 40mg/L như nguồn nănglượ ng cung cấ p cho vi sinh vật hoạt động thì hệ thống khử nitrate đạt hiệu quả hơn98%, nướ c thải đầu ra không còn đạm nitrite và đạm amon, nồng độ TN giảm hơn

76%, với lưu tốc đầu vào 8L/giờ hệ thống có khả năng xử lý đượ c 7g N-NO3

-

/ngày. Nướ c thải đầu ra của hệ thống xử lý đạt quy chuẩn k ỹ thuật quốc gia QCVN 40 :2011/BTNMT.

5.2 Kiến nghị

Tiế p tục thí nghiệm vớ i nguồn cấ p là nướ c thải từ các xí nghiệ p chế biến thủyhải sản, lò giết mổ gia súc hoặc nướ c thải của các tr ại chăn nuôi... thay vì dùng dung

dịch pha từ các hóa chất như trên.

Hệ thống xử lý khi đượ c bổ sung cacbon từ bên ngoài thì đạt hiệu suất khử

nitrate cao, tuy nhiên nướ c thải đầu ra vẫn còn đục và chứa một lượ ng vi sinh vậtkhá cao do đó nướ c thải đầu ra cần chứa lại trong bể lắng hoặc bể sục khí để làmgiảm độ đục và mật số vi sinh vật trướ c khi thải ra môi trườ ng.

Tạo hệ thống sục khí tự động để hoàn nguyên vật liệu khi lớ p màng biofilm

tăng sinh quá mức giúp hệ thống xử lý hoạt động ổn định và đạt hiệu quả cao hơn.







TÀI LIỆU THAM KHẢO

Lê Văn Cát, 2007. Xử lý nước thải giàu Nitơ và Photpho. NXB Khoa học tự nhiênvà công nghệ.

Đặng Kim Chi, 1996. Hóa học môi trường. NXB Khoa học và Kỹ thuật.

Đỗ Hồng Lan Chi, Lâm Minh Triết, 2005. Vi sinh vật môi trường. NXB Đại họcQuốc Gia Thành phố Hồ Chí Minh.

Nguyễn Lân Dũng, Nguyễn Đình Quyến, Phạm Văn Ty, 2001. Vi sinh vật học.

NXB Giáo Dục.

Trần Đức Hạ, 2002. Xử lý nước thải sinh hoạt qui mô nhỏ và vừa. NXB KH&KT.

Lê Anh Kha, Masayuki Seto, 2003. Sử dụng hạt đất nung và khối bê tông để loại bỏlân và đạm trong nước thải. Tạp chí Khoa học Đại học Cần Thơ, 2003.

Lê Anh Kha, Phạm Việt Nữ, Cô Thị Kính, 2003. Sử dụng vật liệu địa phương đểloại đạm và lân trong nước thải chế biến thủy sản. Kỷ yếu Hội nghị khoa học

2013. Trường Đại học Cần Thơ.

Trịnh Xuân Lai, 2000. Tính toán thiết kế các công trình xử lí nước thải.

Hồ Mỹ Loan, 2007. So sánh hiệu quả xử lý nước thải giữa hệ thống thí nghiệm tựchế và hệ thống xử lý của Công ty cổ phần thủy sản Cafatex. Luận văn tốt

nghiệp Đại học. Trường Đại học Cần Thơ.

Nguyễn Đức Lượng, 2000. Công nghệ vi sinh vật. NXB Đại học Quốc Gia Thành

phố Hồ Chí Minh.

Nguyễn Đức Lượng, Nguyễn Thị Thuỳ Dương, 2003. Công nghệ sinh học môi

trường. NXB Đại học Quốc Gia Thành phố Hồ Chí Minh.

Huỳnh Thị Ngọc Lưu, Nguyễn Thị Thu Vân, 2007. Vi sing vật môi trường. Giáo

trình lưu hành nội bộ.

Đoàn Ngọc Minh, 2007. Sử dụng vật liệu tự chế để loại nitrate trong nước thải.

Luận văn tốt nghiệp Đại học. Trường Đại học Cần Thơ.

Bùi Thị Nga, 2006. Giáo trình Quản lý môi trường đô thị và khu công nghiệp, Tủ

Sách Đại Học Cần Thơ. Bùi Thị Nga, 2008. Ảnh hưởng của nước thải khu công nghiệp Trà Nóc đối với thủy

vực lân cận Thành phố Cần Thơ. Tạp chí Khoa học Đại học Cần Thơ 2008:9,194-201.

Trần Văn Nhân, Ngô Thị Nga, 1999. Giáo trình công nghệ xử lý nước thải bằng biện pháp sinh học. NXB Giáo Dục Hà Nội.







Trần Hiếu Nhuệ, 1999. Thoát nước và xử lý nước thải công nghiệp. NXB Khoa HọcKỹ Thuật.

Lương Đức Phẩm, 2007. Công nghệ xử lý nước thải bằng biện pháp sinh học. NXBGiáo Dục.

Nguyễn Văn Tố, 1999. Sổ tay xử lý nước thải. NXB Xây Dựng. Trần Cẩm Vân, 2002. Vi sinh vật môi trường. NXB Đại học Quốc Gia Hà Nội.

Lê Hoàng Việt, 2005. Các phương pháp xử lý nước thải. Đại học Cần Thơ.

Lee at al, 2002. Molecular characterization of microbial community in nitrate

removing activated sludge, FEMS Microb. Ecol.,41(2002), pp 85-94.

http://aquasaigon.org/index.php?threads/biofilm-mang-sinh-hoc.76/







PHỤ LỤC

Phụ lục 1: Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về nước thải công nghiệp (QCVN 40:2011/BTNMT)

1. QUY ĐỊNH CHUNG

1.1. Phạm vi điều chỉnh Quy chuẩn này quy định giá trị tối đa cho phép của các thông số ô nhiễm trong nước thảicông nghiệp khi xả ra nguồn tiếp nhận n ước thải.

1.2. Đối tượng áp dụng

1.2.1. Quy chuẩn này áp dụng đối với tổ chức, cá nhân liên quan đến hoạt động xảnước thải công nghiệp ra nguồn tiếp nhận nước thải.

1.2.2. Nước thải công nghiệp của một số ngành đặc thù được áp dụng theo quychuẩn kỹ thuật quốc gia riêng.

1.2.3. Nước thải công nghiệp xả vào hệ thống thu gom của nhà máy xử lý nước thải

tập trung tuân thủ theo quy định của đơn vị quản lý và vận hành nhà máy xử lý nước thảitập trung.

1.3. Giải thích thuật ngữ

Trong Quy chuẩn này, các thuật ngữ dưới đây được hiểu như sau:

1.3.1. Nước thải công nghiệp là nước thải phát sinh từ quá trình công nghệ của cơsở sản xuất, dịch vụ công nghiệp (sau đây gọi chung l à cơ sở công nghiệp), từ nhà máy xửlý nước thải tập trung có đấu nối nước thải của cơ sở công nghiệp.

1.3.2. Nguồn tiếp nhận nước thải là: hệ thống thoát nước đô thị, khu dân cư; sông,suối, khe, rạch; kênh, mương; hồ, ao, đầm; vùng nước biển ven bờ có mục đích sử dụng

xác định. 2. QUY ĐỊNH KỸ THUẬT

2.1. Giá trị tối đa cho phép của các thông số ô nhiễm trong nước thải công nghiệp khixả vào nguồn tiếp nhận nước thải

2.1.1. Giá trị tối đa cho phép của các thông số ô nhiễm trong nước thải công nghiệpkhi xả vào nguồn tiếp nhận nước thải được tính toán như sau:

Cmax = C. Kq.Kf

Trong đó:

- Cmax là giá trị tối đa cho phép của thông số ô nhiễm trong n ước thải công nghiệp khi xảvào nguồn tiếp nhận nước thải.

- C là giá trị của thông số ô nhiễm trong nước thải công nghiệp quy định tại Bảng 1 ;

- Kq là hệ số nguồn tiếp nhận nước thải quy định tại mục 2.3 ứng với lưu lượng dòng chảycủa sông, suối, khe, rạch; kênh, mương; dung tích của hồ, ao, đầm; mục đích sử dụng củavùng nước biển ven bờ;







- Kf là hệ số lưu lượng nguồn thải quy định tại mục 2.4 ứng với tổng lưu lượng nước thảicủa các cơ sở công nghiệp khi xả vào nguồn tiếp nhận nước thải;

2.1.2. Áp dụng giá trị tối đa cho phép Cmax = C (không áp dụng hệ số Kq và Kf)đối với các thông số: nhiệt độ, màu, pH, coliform, Tổng hoạt độ phóng xạ α, Tổng hoạt độ

phóng xạ β.

2.1.3. Nước thải công nghiệp xả vào hệ thống thoát nước đô thị, khu dân cư chưa cónhà máy xử lý nước thải tập trung thì áp dụng giá trị Cmax = C quy định tại cột B Bảng 1.

2.2. Giá trị C của các thông số ô nhiễm trong nước thải công nghiệp được quy định tại Bảng 1

Bảng 1: Giá trị C của các thông số ô nhiễm trong nước thải công nghiệp

TT Thông số Đơn vị Giá trị C

A B1 Nhiệt độ oC 40 402 Màu Pt/Co 50 1503 pH - 6 - 9 5,5 - 94 BOD5 (20oC) mg/l 30 505 COD mg/l 75 1506 Chất rắn lơ lửng mg/l 50 1007 Asen mg/l 0,05 0,18 Thuỷ ngân mg/l 0,005 0,019 Chì mg/l 0,1 0,510 Cadimi mg/l 0,05 0,111 Crom (VI) mg/l 0,05 0,112 Crom (III) mg/l 0,2 113 Đồng mg/l 2 214 Kẽm mg/l 3 315 Niken mg/l 0,2 0,516 Mangan mg/l 0,5 117 Sắt mg/l 1 518 Tổng xianua mg/l 0,07 0,119 Tổng phenol mg/l 0,1 0,520 Tổng dầu mỡ khoán g mg/l 5 1021 Sunfua mg/l 0,2 0,522 Florua mg/l 5 1023 Amoni (tính theo N) mg/l 5 1024 Tổng nitơ mg/l 20 4025 Tổng phốt pho (tính theo P ) mg/l 4 6

26 Clorua(không áp dụng khi xả vào nguồn nướcmặn, nước lợ)

mg/l 500 1000

27 Clo dư mg/l 1 228 Tổng hoá chất bảo vệ thực vật clo hữu cơ mg/l 0,05 0,1

29Tổng hoá chất bảo vệ thực vật phốt phohữu cơ

mg/l 0,3 1

30 Tổng PCB mg/l 0,003 0,0131 Coliform Vi khuẩn/100ml 3000 5000







32 Tổng hoạt độ phóng xạ α Bq/l 0,1 0,133 Tổng hoạt độ phóng xạ β Bq/l 1.0 1.0

Cột A Bảng 1 quy định giá trị C của các thông số ô nhiễm trong nước thải côngnghiệp khi xả vào nguồn nước được dùng cho mục đích cấp nước sinh hoạt;

Cột B Bảng 1 quy định giá trị C của các thông số ô nhiễm trong nước thải công

nghiệp khi xả vào nguồn nước không dùng cho mục đích cấp nước sinh hoạt; Mục đích sử dụng của nguồn tiếp nhận nước thải được xác định tại khu vực tiếp nhận nướcthải.

2.3. Hệ số nguồn tiếp nhận n ước thải Kq

2.3.1.Hệ số Kq ứng với l ưu lượng dòng chảy của sông, suối, khe, rạch; kênh,mương được quy định tại Bảng 2 dưới đây:

Bảng 2: Hệ số Kq ứng với lưu lượng dòng chảy của nguồn tiếp nhận nước thải

Lưu lượng dòng chảy của nguồn tiếp nhận nước thải (Q) Đơn vị tính: mét khối/giây (m3/s)

Hệ số Kq

Q ≤ 50 0,950 < Q ≤ 200 1

200 < Q ≤ 500 1,1Q > 500 1,2

Q được tính theo giá trị trung bình lưu lượng dòng chảy của nguồn tiếp nhận nướcthải 03 tháng khô kiệt nhất trong 03 năm liên tiếp (số liệu của cơ quan Khí tượng Thuỷvăn).

2.3.2. Hệ số Kq ứng với dung tích của nguồn tiếp nhận nước thải là hồ, ao, đầmđược quy định tại Bảng 3 dưới đây:

Bảng 3: Hệ số Kq ứng vớidung tích của nguồn tiếp nhận nước thải

Dung tích nguồn tiếp nhận nước thải (V) Đơn vị tính: mét khối (m3)

Hệ số Kq

V ≤ 10 x 106 0,610 x 106 < V ≤ 100 x 106 0,8

V > 100 x 106 1,0

V được tính theo giá trị trung bình dung tích của hồ, ao, đầm tiếp nhận nước thải 03 thángkhô kiệt nhất trong 03 năm liên tiếp (số liệu của cơ quan Khí tượng Thuỷ văn).

2.3.3. Khi nguồn tiếpnhận nước thải không có số liệu về lưu lượng dòng chảy củasông, suối, khe, rạch, kênh, mương thì áp dụng Kq = 0,9; hồ, ao, đầm không có số liệu về

dung tích thì áp dụng Kết quả = 0,6. 2.3.4. Hệ số Kq đối với nguồn tiếp nhận nước thải là vùng nước biển ven bờ, đầm

phá nước mặn và nước lợ ven biển.

Vùng nước biển ven bờ dùng cho mục đích bảo vệ thuỷ sinh, thể thao v à giải trí dướinước, đầm phá nước mặn và nước lợ ven biển áp dụng Kq = 1.

Vùng nước biển ven bờ không dùng cho mục đích bảo vệ thuỷ sinh, thể thao hoặc giải trídưới nước áp dụng Kq = 1,3.







2.4. Hệ số lưu lượng nguồn thải Kf

Hệ số lưu lượng nguồn thải Kf được quy định tại Bảng 4 d ưới đây:

Bảng 4: Hệ số lưu lượng nguồn thải Kf

Lưu lượng nguồn thải (F ) Đơn vị tính: mét khối/ng ày đêm (m3/24h)

Hệ số Kf

F ≤ 50 1,2

50 < F ≤ 500 1,1500 < F ≤ 5.000 1,0

F > 5.000 0,9

Lưu lượng nguồn thải F được tính theo lưu lượng thải lớn nhất nêu trong Báo cáođánh giá tác động môi trường, Cam kết bảo vệ môi trường hoặc Đề án bảo vệ môi trường.

3. PHƯƠNG PHÁP XÁC Đ ỊNH

3.1. Lấy mẫu để xác định chất lượng nước thải áp dụng theo hướng dẫn của các tiêuchuẩn quốc gia sau đây :

- TCVN 6663-1:2011 (ISO 5667-1:2006) – Chất lượng nước – Phần 1: Hướng dẫnlập chương trình lấy mẫu và kỹ thuật lấy mẫu;

- TCVN 6663-3:2008 (ISO 5667-3: 2003) - Chất lượng nước - Lấy mẫu. Hướngdẫn bảo quản và xử lý mẫu;

- TCVN 5999:1995 (ISO 5667 -10: 1992) - Chất lượng nước - Lấy mẫu. Hướng dẫnlấy mẫu nước thải.

3.2. Phương pháp xác định giá trị các thông số kiểm soát ô nhiễm trong nước thải côngnghiệp thực hiện theo các tiêu chuẩn quốc gia và quốc tế sau đây:

- TCVN 4557:1988 Chất lượng nước - Phương pháp xác định nhiệt độ;

- TCVN 6492:2011 (ISO 10523:2008) Chất lượng nước - Xác định pH ;

- TCVN 6185:2008 - Chất lượng nước - K iểm tra và xác định màu sắc;

- TCVN 6001-1:2008 (ISO 5815-1:2003), Chất lượng nước – Xác định nhu cầu oxysinh hóa sau n ngày (BODn) – Phần 1: Phương pháp pha loãng và cấy có bổ sungallylthiourea ;

- TCVN 6001-2:2008 (ISO 5815-2:2003), Chất lượng nước – Xác định nhu cầu oxysinh hóa sau n ngày (BODn) – Phần 2: Phương pháp dùng cho m ẫu không pha loãng;

- TCVN 6491:1999 (ISO 6060:1989) Chất lượng nước - Xác định nhu cầu oxy hoáhọc (COD) ;

- TCVN 6625:2000 (ISO 11923:1997) Chất lượng nước - Xác định chất rắn lơ lửng bằng cách lọc qua cái lọc sợi thuỷ tinh;

- TCVN 6626:2000 Chất lượng nước - Xác định asen - Phương pháp đo ph ổ hấpthụ nguyên tử (kỹ thuật hydro);







- TCVN 7877:2008 (ISO 5666:1999) Chất lượng nước - Xác định thuỷ ngân;

- TCVN 6193:1996 Chất lượng nước - Xác định coban, niken, đồng, kẽm, cadimivà chì. Phương pháp trắc phổ hấp thụ nguyên tử ngọn lửa;

- TCVN 6222:2008 Chất lượng nước - Xác định crom - Phương pháp đo ph ổ hấp

thụ nguyên tử; - TCVN 6658:2000 Chất lượng nước – Xác định crom hóa trị sáu – Phương pháp

trắc quang dùng 1,5 – diphenylcacbazid ;

- TCVN 6002:1995 Chất lượng nước – Xác định mangan – Phương pháp trắc quangdùng formaldoxim;

- TCVN 6177:1996 Chất lượng nước – Xác định sắt bằng phương pháp trắc phổdùng thuốc thử 1,10- phenantrolin;

- TCVN 6665:2011 (ISO 11885:2007) Chất lượng nước- Xác định nguyên tố chọnlọc bằng phổ phát xạ quang Plasma cặp cảm ứng ( ICP-OES) ;

- TCVN 6181:1996 (ISO 6703 -1:1984) Chất lượng nước - Xác định xianua tổng;

- TCVN 6494-1:2011 (ISO 10304 -1:2007) Chất lượng nước – Xác định các anionhòa tan bằng phương pháp sắc kí lỏng ion – Phần 1: Xác định bromua, clorua, florua,nitrat, nitr it, phosphat và sunphat hòa tan;

- TCVN 6216:1996 (ISO 6439:1990) Chất lượng nước - Xác định chỉ số phenol -Phương pháp trắc phổ dùng 4-aminoantipyrin sau khi chưng cất;

- TCVN 6199-1:1995 (ISO 8165/1:1992) Chất lượng nước- Xác định các phenolđơn hoá trị lựa chọn. Phần 1: Phương pháp sắc ký khí sau khi làm giàu bằng chiết;

- TCVN 5070:1995 Chất lượng nước - Phương pháp khối lượng xác định dầu mỏvà sản phẩm dầu mỏ;

- TCVN 7875:2008 Nước – Xác định dầu và mỡ – Phương pháp chiếu hồng ngoại;

- TCVN 6637:2000 (ISO 10530:1992) Chất lượng nước-Xác định sunfua hoà tan-Phương pháp đo quang dùng metylen xanh ;

- TCVN 5988:1995 (ISO 5664:1984) Chất lượng nước - Xác định amoni - Phương pháp chưng cất và chuẩn độ;

- TCVN 6620:2000 Chất lượng nước - Xác định amoni - Phương pháp điện thế;

- TCVN 6638:2000 Chất lượng nước - Xác định nitơ - Vô cơ hóa xúc tác sau khi kh ử bằng hợp kim Devarda;

- TCVN 6202:2008 (ISO 6878:2004) Chất lượng nước - Xác định phôt pho -Phương pháp đo ph ổ dùng amoni molipdat ;

- TCVN 8775:2011 Chất lượng nước - Xác định coliform tổng số - Kỹ thuật mànglọc;







- TCVN 6187-1:2009 (ISO 9308-1: 2000) Chất lượng nước - Phát hiện và đếm Escherichia coli và vi khuẩn coliform. Phần 1: Phương pháp lọc màng;

- TCVN 6187-2:1996 (ISO 9308 -2:1990(E)) Chất lượng nước - Phát hiện và đếmvi khuẩn coliform, vi khuẩn coliform chịu nhiệt và escherichia coli giả định. Phần 2:Phương pháp nhiều ống (số có xác suất cao nhất);

- TCVN 6225-3:2011 (ISO 7393-3:1990) Chất lượng nước - Xác định clo tự do vàclo tổng số. Phần 3 – Phương pháp chuẩn độ iot xác định clo tổng số ;

- TCVN 7876:2008 Nước – Xác định hàm lượng thuốc trừ sâu clo hữu cơ - Phương pháp sắc ký khí chiết lỏng-lỏng;

- TCVN 8062:2009 Xác định hợp chất phospho hữu cơ bằng sắc ký khí - Kỹ thuậtcột mao quản;

- TCVN 6053:2011 Chất lượng nước - Đo tổng hoạt độ phóng xạ anpha trong nướckhông mặn - Phương pháp nguồn dày;

- TCVN 6219:2011 Chất lượng nước - Đo tổng hoạt độ phóng xạ beta trong nướckhông mặn.

3.3. Chấp nhận các phương pháp phân tích hướng dẫn trong các tiêu chuẩn quốc gia vàquốc tế có độ chính xác tương đương hoặc cao hơn các tiêu chuẩn viện dẫn ở mục 3.2. v àcác tiêu chuẩn quốc gia, quốc tế mới ban hành nhưng chưa được viện dẫn trong quy chuẩnnày.

4. TỔ CHỨC THỰC HIỆN

4.1. Quy chuẩn này áp dụng thay thế QCVN 24:2009/BTNMT - Quy chuẩn kỹ thuậtquốc gia về nước thải công nghiệp ban hành kèm theo Thông tư số 25/2009/TT-BTNMTngày 16 tháng 11 năm 2009 của Bộ trưởng Bộ Tài nguyên và Môi trường quy định Quychuẩn kỹ thuật quốc gia về môi trường.

4.2. UBND các tỉnh, thành phố trực thuộc trung ương công bố mục đích sử dụng nguồnnước và Hệ số Kq trong quy hoạch sử dụng nguồn nước và phân vùng tiếp nhận nước thải.

4.3. Cơ quan quản lý nhà nước về môi trường căn cứ vào đặc điểm, tính chất của nướcthải công nghiệp và mục đích sử dụng của nguồn tiếp nhận để lựa chọn các thông số ônhiễm đặc trưng và giá trị cơ bản (giá trị C) quy định tại Bảng 1 trong việc kiểm soát ônhiễm môi trường.

4.4. Trường hợp các tiêu chuẩn quốc gia viện dẫn trong Quy chuẩn này sửa đổi, bổsung hoặc thay thế thì áp dụng theo tiêu chuẩn mới.







Phụ lục 2: Kết quả so sánh sự khác biệt các chỉ tiêu hóa học tại các vị trí thu mẫu

2.1 So sánh COD tại các vị trí thu mẫu

Summary Statistics for CODCount 15Average 25.7067

Standard deviation 40.3915Coeff. of variation 157.125%Minimum 4.27Maximum 105.15Range 100.88Stnd. skewness 2.63312Stnd. kurtosis 0.702368

ANOVA Table for COD by VTSource Sum of Squares Df Mean Square F-Ratio P-Value Between groups 22835.6 4 5708.91 11300.59 0.0000Within groups 5.05187 10 0.505187

Total (Corr.) 22840.7 14

Multiple Range Tests for COD by VTMethod: 95.0 percent DuncanVT Count Mean Homogeneous Groups 4 3 4.72667 X

2 3 5.37667 X

1 3 5.41 X

5 3 9.34667 X

3 3 103.673 X

* denotes a statistically significant difference.2.2 So sánh TN tại các vị trí thu mẫu

Summary Statistics for TNCount 15Average 35.0407Standard deviation 13.0338Coeff. of variation 37.1962%Minimum 9.31Maximum 41.51Range 32.2Stnd. skewness -2.64474Stnd. kurtosis 0.713041

ANOVA Table for TN by VTSource Sum of Squares Df Mean Square F-Ratio P-Value Between groups 2377.79 4 594.448 11347.32 0.0000Within groups 0.523867 10 0.0523867Total (Corr.) 2378.32 14

Contrast Sig. Difference 1 - 2 0.03333331 - 3 <* -98.26331 - 4 0.6833331 - 5 <* -3.936672 - 3 <* -98.29672 - 4 0.652 - 5 <* -3.97

3 - 4 <* 98.94673 - 5 <* 94.32674 - 5 <* -4.62







Multiple Range Tests for TN by VTMethod: 95.0 percent DuncanVT Count Mean Homogeneous Groups 5 3 9.86 X

4 3 41.26 X

3 3 41.3 X

2 3 41.36 X

1 3 41.4233 X

* denotes a statistically significant difference .

2.3 So sánh NO3- tại các vị trí thu mẫu Summary Statistics for NO3

-

Count 15

Average 28.9953Standard deviation 14.6682Coeff. of variation 50.5881%Minimum 0.47Maximum 36.32Range 35.85Stnd. skewness -2.64277Stnd. kurtosis 0.708979

ANOVA Table for NO3- by VT

Source Sum of Squares Df Mean Square F-Ratio P-Value Between groups 3011.79 4 752.947 19230.73 0.0000Within groups 0.391533 10 0.0391533Total (Corr.) 3012.18 14

Multiple Range Tests for NO3- by VT

Method: 95.0 percent DuncanVT Count Mean Homogeneous Groups 5 3 0.656667 X

4 3 35.8533 X

3 3 36.0867 X

2 3 36.1467 X

1 3 36.2333 X

* denotes a statistically significant difference.

Contrast Sig. Difference 1 - 2 0.06333331 - 3 0.123333

1 - 4 0.1633331 - 5 <* 31.56332 - 3 0.062 - 4 0.12 - 5 <* 31.53 - 4 0.043 - 5 <* 31.444 - 5 <* 31.4

Contrast Sig. Difference 1 - 2 0.08666671 - 3 0.1466671 - 4 0.381 - 5 <* 35.57672 - 3 0.062 - 4 0.2933332 - 5 <* 35.493 - 4 0.233333

3 - 5 <* 35.434 - 5 <* 35.1967







2.4 So sánh NH4+ tại các vị trí thu mẫu

Summary Statistics for NH4+

Count 15Average 1.21733Standarddeviation

0.632811

Coeff. ofvariation

51.9834%

Minimum 0.0Maximum 1.63Range 1.63Stnd. skewness -2.58624Stnd. kurtosis 0.659778

ANOVA Table for NH4+ by VT

Source Sum of Squares Df Mean Square F-Ratio P-Value Between groups 5.56703 4 1.39176 354.44 0.0000Within groups 0.0392667 10 0.00392667

Total (Corr.) 5.60629 14

Multiple Range Tests for NH4+ by VT

Method: 95.0 percent DuncanVT Count Mean Homogeneous Groups 5 3 0.0 X

3 3 1.5 X

4 3 1.5 X

2 3 1.51667 X

1 3 1.57 X

* denotes a statistically significant difference.2.5 So sánh TP tại các vị trí thu mẫu

Summary Statistics for cosr(TP)Count 15Average 0.13095Standard deviation 0.242905Coeff. of variation 185.494%Minimum -0.391618Maximum 0.337238

Range 0.728856Stnd. skewness -2.37208Stnd. kurtosis 0.613611

ANOVA Table for cosr(TP) by VTSource Sum of Squares Df Mean Square F-Ratio P-Value Between groups 0.783263 4 0.195816 45.77 0.0000Within groups 0.0427786 10 0.00427786Total (Corr.) 0.826041 14

Contrast Sig. Difference 1 - 2 0.05333331 - 3 0.071 - 4 0.071 - 5 <* 1.572 - 3 0.01666672 - 4 0.01666672 - 5 <* 1.516673 - 4 0.0

3 - 5 <* 1.54 - 5 <* 1.5







Multiple Range Tests for cosr(TP) by VTMethod: 95.0 percent DuncanVT Count Mean Homogeneous Groups 5 3 -0.31922 X

1 3 0.175945 X

2 3 0.237998 X

3 3 0.264033 X

4 3 0.295995 X

* denotes a statistically significant difference.2.6 So sánh TDP tại các vị trí thu mẫu

Summary Statistics for tanr(TDP)Count 15

Average 2.70405Standard deviation 1.29879Coeff. of variation 48.0314%Minimum 0.211478Maximum 3.85227Range 3.64079Stnd. skewness -2.29155Stnd. kurtosis 0.420408

ANOVA Table for tanr(TDP) by VTSource Sum of Squares Df Mean Square F-Ratio P-Value

Between groups 22.7072 4 5.67681 62.46 0.0000Within groups 0.908859 10 0.0908859Total (Corr.) 23.6161 14

Multiple Range Tests for tanr(TDP) by VTMethod: 95.0 percent DuncanVT Count Mean Homogeneous Groups 5 3 0.26555 X

4 3 3.05804 X

3 3 3.26477 X

2 3 3.36076 X

1 3 3.57112 X


Contrast Sig. Difference 1 - 2 -0.06205321 - 3 -0.0880886

1 - 4 -0.120051 - 5 <* 0.4951652 - 3 -0.02603532 - 4 -0.05799682 - 5 <* 0.5572183 - 4 -0.03196153 - 5 <* 0.5832534 - 5 <* 0.615215

Contrast Sig. Difference 1 - 2 0.2103591 - 3 0.3063551 - 4 0.5130851 - 5 <* 3.305572 - 3 0.0959962 - 4 0.3027272 - 5 <* 3.095213 - 4 0.2067313 - 5 <* 2.999224 - 5 <* 2.79249







2.7 So sánh PO43- tại các vị trí thu mẫu

Summary Statistics for PO43-

Count 15Average 2.06333Standard deviation 0.697646

Coeff. of variation 33.8116%Minimum 0.68Maximum 2.45Range 1.77Stnd. skewness -2.63729Stnd. kurtosis 0.710566

ANOVA Table for PO43- by VT

Source Sum of Squares Df Mean Square F-Ratio P-Value Between groups 6.8068 4 1.7017 2385.56 0.0000Within groups 0.00713333 10 0.000713333Total (Corr.) 6.81393 14

Multiple Range Tests for PO43- by VT

Method: 95.0 percent DuncanVT Count Mean Homogeneous

Groups 5 3 0.716667 X4 3 2.36667 X3 3 2.39333 XX2 3 2.41333 XX1 3 2.42667 X


Contrast Sig. Difference 1 - 2 0.01333331 - 3 0.03333331 - 4 <* 0.061 - 5 <* 1.712 - 3 0.022 - 4 0.04666672 - 5 <* 1.696673 - 4 0.0266667

3 - 5 <* 1.676674 - 5 <* 1.65







Phụ lục 3: Hình ảnh bể phản ứng khi sử dụng vật liệu có màng biofilm và không cómàng biofilm.

Bể phản ứng khi sử dụng vật liệu có màng biofilm

WWW.FACEBOOK.COM/DAYKEM.QUYWW.DAYKEMQUYNHON.UCOZ.COM

Nghiên cứu sự phản nitrate hóa đạm amôn trong nước ở điều kiện phòng thí...

Documents

Transcript of Nghiên cứu sự phản nitrate hóa đạm amôn trong nước ở điều kiện phòng thí...