Xử lý sinh học các hợp chất nito

CÁC QUÁ TRÌNH SINH HỌC TRONG XỬ LÝ NƯỚC
Đề tài: XỬ LÝ SINH HỌC CÁC HỢP CHẤT CHỨA NITO
 Trường: ĐH KHTN
 Lớp: 09CMT
 GVHD: Trương Thanh Cảnh
 Nhóm thực hiện: Nhóm 1,5
Danh sách thành viên nhóm:
STT
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17

HỌ VÀ TÊN
Lưu Thị Thanh Phượng
Đinh Thị Kim Ngân
Phạm Thị Liên
Đắc Thị Mai

Phạm Thị Vân
Thân Thị Minh Sương
Lê Hiếu Thùy Anh
Nguyễn Thị Hồng Anh
Châu Thị Thanh Thủy
Phạm Diệp Linh Hương
Trần Thiện Thiên Thanh
Đặng Thị Minh Tâm
Phan Tấn Dũng
Danh Phạm Hoàng Anh
Trịnh Xuân Đại
Nguyễn Thị Kim Anh
Võ Trường Thịnh

MSSV
0922199
0922161
0922122
0922143
0922297
0922217
0922003
0922004
0922255
0922112
0922228
0922220
0922046
0922001
0922050

0822009
0822253

Tài liệu tham khảo: + Environmental Biotechnology: Principles and Applications
(Bruce E,Rittmann Perry L.McCarty)
+Sinh hóa mơi trường; PGS.TS Trương Thanh Cảnh; Nhà xuất bản Khoa
học và Kỹ thuật
DANH MỤC VIẾT TẮT
VSS
MLVSS
MLSS
SRT
SBR
RBC
TKN
SMP

: Volatile suspended solids ( chất rắn lơ lững dễ bay hơi)
: mixed – liquor volatile suspended solids ( chất rắn lơ lửng hỗn dịch dễ bay hơi)
: mixed – liquor volatile suspended solids (chất rắn lơ lửng hỗn dịch)
: Sludge retention time ( Thời gian lưu bùn)
: Sequencing batch reactor ( Bể hiếu khí gián đoạn)
: Rotating biological contactor (đĩa quay sinh học)
: Total Kjeldahl Nitrogen ( tổng Nitơ ở dạng ammoniac/amoni)
:Soluble microbial products (sản phẩm vi khuẩn hòa tan)


MỤC LỤC
Tổng Quan
1. Trạng thái tồn tại Nitơ trong nước thải

2. Tác hại của Nitơ trong nước thải
2.1 Tác hại của Nitơ đối với sức khỏe cộng đồng
2.2 Tác hại ô hiễm Nitơ đến môi trường
2.3 Tác hại của Nitơ đối với quá trình xử lý nước
I. Cơ sở các quá trình xử lý nitơ bằng phương pháp sinh học
1. Q trình Nitrate hóa
1.1 Các vi khuẩn tham gia q trình Nitrate hóa
1.2 Q trình Nitrate hóa bùn hoạt tính
1.2.1 Q trình Nitrate hóa bùn bậc 1
1.2.2 Q trình Nitrate hóa bùn bậc 2
1.3 Màng sinh học q trình Nitrate hóa
1.4 Vai trị của tỷ số BODL/TKN
2. Q trình phản Nitrate hóa
2.1 Các vi khuẩn tham gia q trình phản Nitrate hóa
2.2 Q trình phản Nitrate hóa bậc 3
2.2.1 Q trình phản Nitrate hóa bậc 3 với bùn hoạt tính
2.2.2 Q trình màng sinh học
2.3 Q trình phản Nitrate hóa bùn bậc 1
2.3.1 Các quá trình cơ bản bùn bậc 1
2.3.1.1 Lưu giữ và tổng hợp sinh khối
2.3.1.2 Tiền khử Nitrate
2.3.1.3 Kết hợp q trình nitrate hóa và phản Nitrate hóa
2.3.2 Q trình biến đổi cơ bản bùn bậc 1
2.3.2.1 Quá trình Barnard
2.3.2.2 Bể phản ứng hàng loạt
2.3.2.3 Hệ thống màng sinh học
Quá trình ANAMMOX
II. Kết Luận

I. Tổng quan
1. Trạng thái tồn tại Nitơ trong nước thải
Trong nước thải, các hợp chất của nitơ tồn tại dưới 3 dạng: các hợp chất hữu cơ, amoni và các
hợp chất dạng ơxy hố (nitrit và nitrat).

+ Hợp chất hữu cơ chứa Nitơ là 1 phần cấu thành phân tử protein hoặc là thành phần phân huỷ
protein như là các peptid, axit amin, urê.
+ Hàm lượng amoniac (NH3) chính là lượng nitơ amôn (NH+4) trong nước thải sinh hoạt, nước
thải công nghiệp thực phẩm.......
Trong nước thải sinh hoạt nitơ tồn tại dưới dạng vô cơ (65%) và hữu cơ (35%). Nguồn nitơ chủ
yếu là từ nước tiểu. Mỗi người trong một ngày xả vào hệ thống thoát nước 1,2 lít nước tiểu,
tương đương với 12 g nitơ tổng số. Trong số đó nitơ trong urê (N-CO(NH2)2) là 0,7g, cịn lại là
các loại nitơ khác. Urê thường được amoni hoá theo phương trình như sau.


Trong mạng lưới thốt nước urê bị thuỷ phân:
CO(NH2)2 + 2H2O = (NH4)2CO3

(1.2)




Sau đó bị thối rữa:
(NH4)2CO3 = 2NH3 + CO2 + H2O

(1.3)

Như vậy NH3 chính là lượng nitơ amơn trong nước thải. Trong điều kiện yếm khí amoniac cũng
có thể hình thành từ nitrat do các quá trình khử nitrat của vi khuẩn Denitrificans.

Lượng chất bẩn Nitơ amôn (N-NH4) một người trong một ngày xả vào hệ thống thoát nước: 7
g/ng.ngày
+ Nitrit (NO2-)
Sản phẩm trung gian của q trình ơxy hố amoniac hoặc nitơ amoni trong điều kiện hiếu khí
nhờ các loại vi khuẩn Nitrosomonas. Sau đó nitrit hình thành tiếp tục được vi khuẩn Nitrobacter
ơxy hố thành nitrat.
Các q trình nitrit và nitrat hoá diễn ra theo phản ứng bậc I:
NH4+

kn

NO2-

km

NO3-

Trong đó: kn và km là các hằng số tốc độ nitrit và nitrat hố.
Các phương trình phản ứng của q trình nitrit và nitrat hố được biểu diễn như sau:
NH4+ + 1,5O2

Nitrosomonas

NO2- + 0,5O2
NH4+ + 2O2

NO2- + H2O + 2H+

Nitrobacter

NO3-

NO3- + H2O + 2H+

Q trình nitrat hố cần 4,57g ôxy cho 1g nitơ amôn. Các loại vi khuẩn Nitrosomonas và
Nitrobacter là các loại vi khuẩn hiếu khí thích hợp với điều kiện nhiệt độ từ 2030oC.
Nitrit là hợp chất khơng bền, nó cũng có thể là sản phẩm của q trình khử nitrat trong điều
kiện yếm khí.
Ngồi ra, nitrit cịn có nguồn gốc từ nước thải q trình cơng nghiệp điện hố. Trong trạng thái
cân bằng ở mơi trường nước, nồng độ nitrit, nitrat thường rất thấp, nó thường nhỏ hơn 0,02
mg/l. Nếu nồng độ amoni, giá trị pH và nhiệt độ của nước cao, q trình nitrit hố diễn ra thuận
lợi, và nồng độ của nó có thể đạt đến giá trị lớn. Trong quá trình xử lý nước, nitrit trong nước sẽ
tăng lên đột ngột.
+ Nitrat (NO3-) là dạng hợp chất vơ cơ của nitơ có hố trị cao nhất và có nguồn gốc chính từ
nước thải sinh hoạt hoặc nước thải một số ngành công nghiệp thực phẩm, hoá chất,... chứa một
lượng lớn các hợp chất nitơ. Khi vào sông hồ, chúng tiếp tục bị nitrat hoá, tạo thành nitrat.
Nitrat hoá là giai đoạn cuối cùng của q trình khống hố các chất hữu cơ chứa nitơ. Nitrat
trong nước thải chứng tỏ sự hoàn thiện của cơng trình xử lý nước thải bằng phương pháp sinh
học.


Mặt khác, q trình nitrat hố cịn tạo nên sự tích luỹ ơxy trong hợp chất nitơ để cho các q
trình ơxy hố sinh hố các chất hữu cơ tiếp theo, khi lượng ơxy hồ tan trong nước rất ít hoặc bị
hết.
Khi thiếu ơxy và tồn tại nitrat hố sẽ xảy ra q trình ngược lại: tách ơxy khỏi nitrat và nitrit để
sử dụng lại trong các q trình ơxy hố các chất hữu cơ khác. Q trình này được thực hiện nhờ
các vi khuẩn phản nitrat hoá (vi khuẩn yếm khí tuỳ tiện). Trong điều kiện khơng có ơxy tự do mà
mơi trường vẫn cịn chất hữu cơ cácbon, một số loại vi khuẩn khử nitrat hoặc nitrit để lấy oxy cho
q trình ơxy hố các chất hữu cơ. Quá trình khử nitrat được biểu diễn theo phương trình phản
ứng sau đây:

4NO3- + 4H+ + 5Chữu cơ

5CO2 + 2N2 + 2H2O

Trong q trình phản nitrat hố, 1g nitơ sẽ giải phóng 1,71g O2 (khử nitrit) và 2,85g O2 (khử
nitrat).
2. Tác hại của Nitơ trong nước thải
2.1 Tác hại của Nitơ đối với sức khỏe cộng đồng
Trên bình diện sức khoẻ Nitơ tồn tại trong nước thải có thể gây nên hiệu ứng về mơi trường. Sự
có mặt của Nitơ trong nước thải có thể gây ra nhiều ảnh hưởng xấu đến hệ sinh thái và sức khoẻ
cộng đồng. Khi trong nước thải có nhiều Amơniăc có thể gây độc cho cá và hệ động vật thuỷ
sinh, làm giảm lượng ôxy hoà tan trong nước. Khi hàm lượng nitơ trong nước cao cộng thêm
hàm lượng phơtpho có thể gây phú dưỡng nguồn tiếp nhận làm nước có màu và mùi khó chịu
đặc biệt là lượng ơxy hồ tan trong nước giảm mạnh gây ngạt cho cá và hệ sinh vật trong hồ.
Khi xử lý nitơ trong nước thải không tốt, để hợp chất nitơ đi vào trong chuỗi thức ăn hay trong
nước cấp có thể gây nên một số bệnh nguy hiểm. Nitrat tạo chứng thiếu Vitamin và có thể kết
hợp với các amin để tạo thành các nitrosamin là nguyên nhân gây ung thư ở người cao tuổi. Trẻ
sơ sinh đặc biệt nhạy cảm với nitrat lọt vào sữa mẹ, hoặc qua nước dùng để pha sữa. Khi lọt vào
cơ thể, nitrat chuyển hóa thành nitrit nhờ vi khuẩn đường ruột. Ion nitrit còn nguy hiểm hơn
nitrat đối với sức khỏe con người. Khi tác dụng với các amin hay alkyl cacbonat trong cơ thể
người chúng có thể tạo thành các hợp chất chứa nitơ gây ung thư. Trong cơ thể Nitrit có thể ơxy
hố sắt II ngăn cản q trình hình thành Hb làm giảm lượng ơxy trong máu có thể gây ngạt, nơn,
khi nồng độ cao có thể dẫn đến tử vong.
2.2 Tác hại của ô nhiễm Nitơ đối với môi trường
Nitơ trong nước thải cao, chảy vào sông, hồ làm tăng hàm lượng chất dinh dưỡng. Do vậy nó
gây ra sự phát triển mạnh mẽ của các loại thực vật phù du như rêu, tảo gây tình trạng thiếu oxy
trong nước, phá vỡ chuỗi thức ăn, giảm chất lượng nước, phá hoại môi trường trong sạch của
thủy vực, sản sinh nhiều chất độc trong nước như NH4+, H2S, CO2, CH4... tiêu diệt nhiều loại
sinh vật có ích trong nước. Hiện tượng đó gọi là phú dưỡng nguồn nước

2.3 Tác hại của Nitơ đối với quá trình xử lý
nước thải
Sự có mặt của Nitơ có thể gây cản trở cho các quá trình
xử lý làm giảm hiệu quả làm việc của các cơng trình.
Mặt khác nó có thể kết hợp với các loại hoá chất trong xử lý để tạo các phức hữu cơ gây độc
cho con người.
II. Cơ sở các quá trình xử lý Nitơ bằng phương pháp sinh học
1. Q TRÌNH NITRATE HĨA
- Khái niệm: Q trình nitrate hóa là q trình oxy hóa sinh hóa nitơ của các muối amon
đầu tiên (NH4+-N ) thành nitrit (NO2-N) và sau đó thành nitrat (NO3-N) nhờ hoạt động
của vi sinh vật (VSV) trong điều kiện thích ứng (có oxy và nhiệt độ trên 4oC) : NH4+-N
 NO2-N  NO3-N
- Tầm quan trọng của q trình nitrate hóa:
o Vì nhu cầu oxy ( lên đến 4,57g O2/g NH4+-N) và độc tố sinh ra từ các sinh vật
trong nước, nên sự chuyển hóa NH4+-N là bước cần thiết với một số loại nước
thải.
o Ngồi ra, xử lí nước thải cũng liên quan đến quá trình khử nitrate để biến đổi
NH4-N thành NO3-N
o Q trình nitrate hóa để loại bỏ NH4-N từ nguồn nước cấp cũng được thực hiện
để làm cho nước bền vững về mặt sinh học.
1.1 Các vi khuẩn tham gia q trình Nitrate hóa
-

Vi khuẩn nitrate hóa gồm: sinh vật tự dưỡng, hóa tự dưỡng, vi sinh vật hiếu khí
bắt buộc.
o Vi sinh vật tự dưỡng: chúng cố định và khử carbon vô cơ. Đây là một quá trình
tiêu tốn nhiều năng lượng, quá trình này giúp Vi sinh vật nitrate hóa tích lũy một
giá trị fs0 và Y (nhỏ hơn Vi sinh vật dị dưỡng hiếu khí)-ln gây ơ nhiễm hệ
thống bùn hoạt tính và màng sinh học.

o Vi sinh vật hóa tự dưỡng: làm
và Y nhỏ hơn bởi vì nguồn cho điện tử của
chúng giải phóng ít năng lượng trên một e tương đương so với nguồn cho điện tử
hữu cơ.
o Vi sinh vật hiếu khí bắt buộc: dùng O2 để hô hấp như một chất phản ứng trực
tiếp cho sự oxy hóa NH4+ thành NH2OH (hydroxylamin). Chất sau cùng sử dụng
oxy có thể là lí do tại sao Vi sinh vật nitrate hóa lại liên quan đến sự không dung


nạp của nồng độ thấp oxy hịa tan; q trình dị hóa thấp do sự giới hạn nồng độ
oxy khơng tương tác với Vi sinh vật dị dưỡng.
 Nitrate hóa tự dưỡng (autotrophic nitrification)
-

Q trình nitrat hóa gồm 2 giai đoạn:
+ Giai đoạn 1: NH4+ được oxy hóa thành NO21/6NH4+ + 1/4O2=1/6NO2- + 1/3H+ + 1/6H2O [9.1]
ΔG0’= -45,79kJ/e-eq

Chủng vi khuẩn thường dùng trong bước 1 là Nitrosomonas; tuy nhiên, Nitrosococcus,
Nitrosopira, Nitrosovibrio và Nitrosolobus cũng có thể oxy hóa NH4+ thành NO2-. Nitrifiers oxy
hóa chủng amoni- có tiền tố là Nitroso. Chủng Nitrosomonas và những lồi thuộc chủng này
khơng nhất thiết là lồi ưu thế.

+ Giai đoạn 2: Sự oxy hóa NO2- thnh NO3ẵ NO2- + ẳ O2 = ẵ NO3-

[9.2]

G0= -37,07kJ/e-eq
Mặc dù Nitrospira, Nitrospina, Nitrococcus và Nitrocystis vẫn hiện diện trong phản ứng ở giai
đoạn 2, nhưng Nitrobacter là chủng vi sinh oxy hóa NO2- phổ biến nhất. Trong chủng

Nitrobacter, nhiều loài phụ dễ nhận thấy, ngoại trừ những loài có mối liên hệ di truyền trong
cùng chi alpha của proteobacteria (Teske et al.,1994). Những nghiên cứu gần đây dùng máy dò
oligonucleotide chỉ ra đoạn 16S rARN của Nitrobacter, việc này cho thấy rằng Nitrobacter
khơng phải là chủng oxy hóa nitrite quan trọng nhất trong quá trình xử lý nước thải. Nitrospira
được biết như một nitrifier trội hơn.


Nitrobacteria

Nitrospira

Khi nitrifiers tồn tại trong mơi trường có mặt những hợp chất hữu cơ như những nhà máy xử lý
nước thải, kì lạ là chúng khơng phát triển bằng cách sử dụng những phân tử hữu cơ như là
nguồn carbon của chúng. Trong khi lý do sinh hóa mà nguồn carbon hữu cơ được loại trừ vẫn
chưa được biết đến thì sự duy trì tính lệ thuộc tự dưỡng của chúng có lẽ nhờ vào sự liên kết tiến
hóa với Vi sinh vật quang hóa.
Các phản ứng oxy hóa ammonia thành nitrite hay oxy hóa nitrite thành nitrate là các q trình
sinh năng lượng. Năng lượng giải phóng từ q trình nitrate hóa được vi khuẩn sử dụng cho q
trình tăng trưởng của chúng.
 Nitrate hóa dị dưỡng
Q trình nitrate hóa các hợp chất hữu cơ chứa Nitơ có thể được thực hiện bởi 1 số vi khuẩn dị
dưỡng như Arthrobacter, Flavobacterium, Thiosphaera.
Phương trình phản ứng Nitrate hóa dị dưỡng
R-NH2R-NHOHRNONO3Khác với vi khuẩn nitrate hóa tự dưỡng oxy hóa trực tiếp NH3, các vi sinh vật nitrate hóa dị
dưỡng oxy hóa các hợp chất Nitơ dạng khử như hydroxylamine, aliphatic và hợp chất chứa
nhân thơm. Một điểm khác nhau nữa là, q trình nitrate hóa dị dưỡng khơng sinh năng lượng.
Do vậy để cung cấp năng lượng cho quá trình trao đổi chất, vi sinh vật phải phân giải cơ chất
hữu cơ để khai thác năng lượng.
Bảng 9.1 và 9.2 tóm tắt những thơng số gốc và cơ bản, mơ tả hóa học lượng pháp và động năng
của tác nhân oxy hóa amoni và nitrit một cách trình tự.

Bảng 9.1: Giá trị thơng số tác nhân oxy hóa amoni từ 5 đến 25oC
Giá trị tại T=
o
o
Thông số
5C
10 C
15oC
20oC
0.14
0.14
0.14
0.14
+
Y, mg VSSa/mg NH4 -N 0.33
0.33
0.33
0.33
+
Qn, mgNH4 -N/mg VSSa-d 0.96
1.3
1.7
2.3
q02, mg O2/mg VSSa-d
2.9
3.8
5.1
6.8
̂ ,d-1
0.32

0.42
0. 58
0.76
+
KN, mgNH4 -N/1
0.18
0.32
0.57
1.0

25oC
0.14
0.33
3.1
9.2
1.02
1.50


KO,mgO2/1
-1

B,d
[
]lim, d
SminN, mg NH4+-N/1
SminO, mgO2/1

0.50
0.045

3.6
0.029
0.081

0.50
0.060
2.8
0.053
0.083

0.50
0.082
2.1
0.094
0.084

0.50
0.11
1.5
0.17
0.085

Bảng 9.2: Giá trị thông số tác nhân oxy hóa nitrit từ 5 đến 25oC
Giá trị tại T=
o
o
Thông số
5C
10 C
15oC

20oC
0.10
0.10
0.10
0.10
YN, mg VSSa/mg NO2 -N 0.83
0.8 3
0.83
0.83
Qn, mgNO2- -N/mg VSSa-d 4.1
5.5
7.3
9.8
q02, mg O2/mg VSSa-d
4.2
5.6
7.5
10.1
-1
̂ ,d
0.34
0.45
0. 61
0.81
KN, mgNO2 -N/1
0.15
0.30
0.62
1.3
K Omg O2/1

0.68
0.68
0.68
0.68
-1
B,d
0.045
0.060
0.082
0.11
[
]lim, d
3.5
2.6
1.9
1.4
SminN, mg NO2 -N/1
0.024
0.047
0.10
0.20
SminO, mgO2/1
0.11
0.11
0.12
0.11

0.50
0.15
1.2

0.26
0.085

25oC
0.10
0.83
13.0
13.5
1.1
2.7
0.68
0.15
1.1
0.42
0.11

Quan sát thấy
ở mỗi bảng rất thấp. So sánh với giá trị
điển hình 0.6 – 0.7 của Vi sinh vật
hiếu khí, ta thấy Nitrifiers dự trữ rất ít trong sinh khối. Giá trị thấp liên quan trực tiếp tới giá
trị Y thấp. Trong khi trị số Y của tác nhân oxy hóa amoni khơng thấp hơn nhiều so với Vi sinh
vật hiếu khí, ta thấy gần bằng nhau là do ảo giác bởi việc dùng đơn vị khác nhau trong mẫu
thức. Trong đơn vị g VSSa /g OD Y- tác nhân oxy hóa amoni xấp xỉ 0.1 so với khoảng 0.45 – Vi
sinh vậtdị dưỡng.
Tốc độ tăng trưởng cực đại của cả hai nhóm đều thấp, với cả hai ít hơn1/ d ở 20oC. Với các giá
trị của ̂ nhỏ như vậy , giá trị giới hạn của
phải lớn: Tất cả các giá trị lớn hơn 1d. Mặtkhác,
nitrifiers có thể tác động nồng độ
hoặc
đến mức rất thấp, vì giá trị Smin dưới 1mg/ l.

Như vậy, q trình nitrat hóa có thể có hiệu quả cao, miễn là SRT được duy trì trên
và đủ
oxy hòa tan. Các giá trị định lượng K0 tương đối cao mà nitrifiers không hấp nồng độ DO thấp.
Tiếp tục hoạt động với một D.O.dưới K0 sẽ tăng
cho nitrifiers và có thể dẫn đến rửa trơi,
cũng như
-N trong dịng thải.
Các tác dụng nhiệt độ được hiển thị trong bảng 9.1 và 9.2 là khá quan trọng, bởi vì quá trình
nitrat hóa đơi khi khơng thể xảy ra khi nhiệt độ nước thấp. Trong thực tế, q trình nitrat hóa ổn
định có thể được duy trì ở mức 50C hoặc thấp hơn, miễn là SRT vẫn còn đủ cao. Đối với 50C,
một yếu tố an tồn chỉ có 5 u cầu rằng θx được 3.6x5 = 18d. Một vấn đề của q trình nitrat
hóa ở nhiệt độ thấp là μ trở nên rất nhỏ, làm cho sự phục hồi quá trình nitrat hóa sau khi rửa trơi
diễn ra chậm.Vì vậy, để tránh nitrifier rửa trôi do bùn dư thừa hoặc DO thấp, hoặc ức chế phải
là một ưu tiên tuyệt đối, đặc biệt là đối với nhiệt độ thấp.
So sánh trực tiếp các thông số, chẳng hạn như f0s , ̂ , [θxmin] lim, và Smin , tương tự cho các loại
nitrifiers.Trường hợp này là hồn tồn hợp lý, vì cả hai đều là hóa tự dưỡng hiếu khí oxy hóa
N. Hơn nữa, chúng hầu như luôn luôn cùng tồn tại trong cùng một môi trường sống, trải qua


cùng SRT và nồng độ oxy. Các thông số giới hạn tương ứng phản ánh sự tương đồng của sinh
hóa và sinh thái.
Phương trình sau đây là một phản ứng cân bằng tổng thể cho q trình oxy hóa hồn toàn :
+ 1.815 O2 + 0.1304 CO2 = 0.0261 C5H7O2N + 0.973
+ 0.921 H2O +
1.973H+
[9.3]
Bên cạnh việc hình thành mạng lưới nitrifier thấp (Ynet = 0.21g VSSa/g N), phương trình này
minh họa hai tính năng quan trọng khác của quá trình nitrat hóa. Đầu tiên, q trình nitrat hóa
tạo ra một nhu cầu oxy lớn. Trong ví dụ này, lượng oxy cần thiết là 1.815 x 32/14 = 4.14 g O2 /
g NH4 +-N . Thứ hai, quá trình nitrat hóa gần như sinh ra 2 acid mạnh sau khi loại bỏ NH4+.

Trong các đơn vị khối lượng thông thường, độ kiềm tiêu thụ là 1.973 x 50/14 = 7.05 g CaCO3 /
g NH4 + - N. Bước đầu tiên, q trình oxy hóa amoni, chịu trách nhiệm cho việc sản xuất acid.
Nitrifiers sản xuất các sản phẩm vi khuẩn hịa tan, có thể được tiêu thụ bởi các vi khuẩn dị
dưỡng (Rittmann, Regan, Stahl, năm 1994; deSilva và Rittmann, 2000a, b). Điều đó thể hiện
rằng hầu hết SMP mà nitrifier sản xuất là BAP. SMP nói chung rất quan trọng: Đây là một phần
của quá trình phân hủy của các nitrifiers và giảm lượng tổng hợp của nitrifiers. Ngoài ra
nitrifiers tạo e cho sinh vật dị dưỡng và tăng sinh khối dị dưỡng.
Nitrifiers được cho là rất nhạy cảm với sự ức chế hóa học. Tốc độ tăng trưởng rất chậm của
nitrifiers làm tăng tác động tiêu cực của sự ức chế, theo một hướng nào đó có vẻ như là nitrifiers
thì nhạy cảm hơn so với những sinh vật sinh trưởng nhanh. Hơn nữa, một số chất ức chế rõ
ràng là nguồn cung cấp e có q trình oxy hóa làm cạn kiệt DO và có thể là nguyên nhân làm
giảm oxy. Tuy nhiên, nitrifiers nhạy cảm với sự ức chế từ nhiều hợp chất hữu cơ cơ và vơ cơ.
Trong số những vấn đề có liên quan nhất là: mạng lưới NH3 (ở pH cao hơn), không phân ly
HNO2 (thường là ở pH thấp), bề mặt anion, kim loại nặng, hóa chất khử trùng bằng clo hữu cơ,
và pH thấp.
Một vấn đề gây tranh cãi là mixotrophy (Nguồn gốc của trao đổi năng lượng từ sự kết hợp của
q trình quang hóa và một nguồn năng lượng bên ngồi), trong đó nitrifiers sử dụng một nguồn
carbon hữu cơ và một nguồn e vô cơ. Mixotrophy sẽ làm giảm đáng kể năng lượng- chi phí tổng
hợp tế bào, do đó làm tăng Y và ̂ . Các trường hợp tăng trưởng mixotrophic cho thấy giá trị
gia tăng của Ynet và ̂ , nhưng không phải tất cả các kết quả là chắc chắn. Hơn nữa, sự trao đổi
nitrifiers khơng có ơ nhiễm từ sinh vật dị dưỡng là cực kỳ khó khăn. Mặc dù mixotrophy khơng
thể giảm, khi nghiên cứu kỹ, q trình nitrat hóa sẽ phản ứng theo một kiểu phù hợp với sự tự
dưỡng đồng hóa hồn tồn.
1.2 Q trình Nitrate hóa bùn hoạt tính
1.2.1Q trình nitrat hóa bùn bậc một
- Là q trình trong đó vi khuẩn dị dưỡng và vi khuẩn nitrat cùng tồn tại trong một hỗn hợp
đồng nhất, tại đó oxy hóa đồng thời amoni và BOD hữu cơ. Bùn bậc một chứa các VI KHUẩN
nitrat hóa và sinh vật dị dưỡng, thực hiện đồng thời sự chuyển hóa.

BODo
TKNo

Low BOD
LowNH4+
High NO3Aerobic BOD
Oxidation
Nitrification
> 15 days

Areation

Sludge recycle

Sludge
waste
Có một bể phản ứng và một bể lắng cho các loại sinh khối .Nitrat hóa one-sludge cịn gọi là
nitrat hóa bùn một giai đoạn, bởi vì nó chỉ có một giai đoạn phản ứng. Chúng ta sử dụng thuật
ngữ “one sludge” để nhấn mạnh mối quan hệ sinh thái giữa VI KHUẩN nitrat hóa và sinh vật
dị dưỡng: chúng hiện cùng nhau trong one sludge, hay một nhóm VI KHUẩN)
Thiết kế bùn bậc 1
Chúng ta thiết kế sơ bộ hệ thống nitrate hóa bùn bậc 1 cho nước thải có những đặc điểm sau
đây:
Q=500m3/d
BODLo=500mg/l
TKNo=60mg/l
InertVSSo=25mg/l
T=150C
Chú ý rằng nồng độ nạp vào được biểu diễn bằng TKN, thay vì NH4+–N. Nước thải thường gồm
1 phần đáng kể lượng nitơ dạng khử như nitơ hữu cơ. Trong hầu hết các giai đoạn của q trình

nitrát hóa, nitơ hữu cơ thủy phân thành NH4+–N, hợp chất cần cho q trình nitrát hóa. Do vậy,
đại lượng đo chính xác lượng nitơ dạng khử của dòng vào phải là TKN, không phải NH4+–N.
Đầu tiên ta phải chọn giá trị . Vì [ min]lim quá lớn cho quá trình nitrát hóa, chúng ta chỉ sử
dụng một giá trị xấp xỉ cho quá trình. Bảng 9.1 và 9.2 cho biết rằng [ min]lim xấp xỉ 2 d ở T =
15C°. Áp dụng một hệ số an tồn là 10 ta có:
= 10 x 2 d = 20 d.
Thứ 2, ta tính toán nồng độ ở trạng thái cân bằng của BODL, NH4+–N, NO2- –N từ các thông số
động lưc học cơ bản.
̂
BODL = 10
= 0.34 mg BODL/l
NH4+ = 0.57
= 0.18 mg NH4+ -N/l
NO2--N = 0.62
= 0.17 mg NO2—N/l


Thứ 3, tính tốn sản phẩm VSS ước lượng của tất cả các dạng sinh khối . Ta bắt đầu với các q
trình dị dưỡng hiếu khí.

=

(

)

. 10-3

= 52.5 kg VSS/d
Đối với q trình oxi hóa NH3 ta cần điều chỉnh lượng S0 để tính tốn lượng NH4+-N đồng hóa

trong những sinh vật dị dưỡng hiếu khí.
là giá trị NH4+- mức độ nitơ sử dụng trong q trình nitrát hóa (mg N/l). do vậy, một phần
lớn lượng TKN đầu vào bị đồng hóa thành sinh khối dị dưỡng, chỉ khoảng 80% trong số đó bị
nitrát hóa (tất nhiên lượng nhỏ này phụ thuộc vào SRT và tỉ lệ của BODL dịng vào). Sản phẩm
VSS ước lượng dùng cho oxi hóa ammoni là:
=
. 10-3
= 3.9 kg VSS/d
Dựa vào hóa chất tạo thành và giá trị TKN của dòng thải, ta thấy lượng sản phẩm của q trình
oxi hóa ammonium là rất ít so với các q trình dị dưỡng. Đó là một trường hợp đặc trưng, cơ
bản.
Trong oxi hóa nitrít, ta lặp lại các q trình giống như với oxi hóa ammonium, No2 là giá trị
NO2- –N sử dụng cho bước 2 của q trình nitrát hóa
103/500 – 0.18
= 45.8 mg NO2—N/l
=
. 10-3
= 0.95 kg VSS/d
VSS trơ đi qua
VSSi/d
Tổng số VSS ra khỏi hệ thống cuối cùng là:
( )tổng = 52.5 + 3.9 + 0.95 + 12.5 = 69.8 kg VSS/d
Thứ 4, ta tính nhu cầu oxi tương đương cho sinh khối ở trạng thái cân bằng. Ta bỏ qua SMP
trong ví dụ này để đơn giản hóa phương trình và trong tính tốn. SMP gồm có nhu cầu oxi và
nhu cầu oxi giảm.
Đương lượng oxy đầu vào:
= 500 m3/d . *

+ . 10-

3

= 404.9 kg OD/d
Giải được đương lượng O2 đầu ra:
= 500 m3/d .
*
3

= 0.68 kg OD/d

+ . 10-


Đương lượng O2 đầu ra:
= 1.42
. 12.5

+ 1.98

( 52.5 + 3.9 + 0.95

)

= 131 kg OD/d
Trong việc tính tốn khối lượng oxy đầu ra tương đương, giá trị 1.98 mg OD/mg VSS được
dùng để xác định 20 e-/mol của C5H7O2N trong C và 8 e- trong N. (Được thể hiện trong phương
trình C-2 trên bảng 2.4). Đếm lượng N trong trường hợp này cần thiết, vì lượng oxy đầu vào
tương đương lượng N giảm. Lượng VSS ở đầu vào và đầu ra là bằng nhau. Ta sử dụng 1.98 mg
OD /mg VSS, như khi được sử dụng trong đầu vào và đầu ra.
Vì vậy, tổng lượng oxy cần thiết là:

= 404.9 – 0.68 – 131 = 273 kg O2/d
Năm, ta phải tìm tổng thể tích của hệ thống. Như thường lệ, ta chọn nồng độ VSS hay thời gian
lưu nước. Trong trường hợp này, ta chọn Xv = 3.000 mg/L. Ta được:
V=
total
(

=

)

∑

( )

)

= 465 m3
ᶿ=

= 0.93 d hay 22 h

Với trường hợp cụ thể như quá trình xử lý trong nước thải sinh hoạt( gần 1 d), điều này luôn
tạo điều kiện trong nitrat hóa hệ thống bùn bậc một.
Cuối cùng ta thiết kế bể lắng cấp 1 dựa trên vận tốc dòng và dòng vật rắn trong hệ thống hiếu
khí, vận tốc dịng được đặc trưng bởi một giá trị ổn định, 8 đến 16 m/d (nhắc lại phần các tham
số tải ở chương 6). Ta dung giá trị trung bình 12m/d. Dựa vào tiêu chuẩn này, nước mặt trong
bể lắng cần thiết xấp xỉ (ta bỏ qua phần vận tốc đáng kể của dòng bùn trong nước thải).
= 41.7 m2

As =

Dịng rắn trong bể hiếu khí mở rộng được duy trì ổn định, khoảng 70kg/m2-d (xem bảng ở
chương 6). Để tính tốn dịng vật chất rắn, ta cần một sự xác định của vận tốc dòng tái sử dụng,
vận tốc này quyết định nồng độ của chất rắn dưới đáy.
Xrv. Ta giả sử Xrv=8.000 mg VSS/l. Lúc này, sử dụng phương trình 6.14a:
Qr = Q
= 500 m3/d
= 286 m3/d (hay R = 0.57)
Có Qr, ta có thể xác định được khu vực nước mặt dựa trên dòng vật chất rắn.
As =
(

)

=
= 33.7 m2
Vận tốc dòng chảy tràn kiểm sốt trong điều kiện này As = 42m2.
1.2.2 Q trình Nitrate hóa bùn bậc 2
- Là q trình nitrat hóa triệt để nhằm giảm sự cạnh tranh giữa sinh vật dị dưỡng và VI KHUẩN
nitrat hóa bằng cách oxy hóa hầu hết BOD hữu cơ trong giai đoạn đầu tiên, trong khi ammoni bị
oxy hóa trong giai đoạn hai.


BODo
TKNo

Low BOD
HighNH4Aerobic BOD
oxidation

= ca. 5khí
days
Thơng

Low BOD
Low NH4+
High NO3-

Nitrification
> 15 days

Bùn tuần hồn

Hiếu khí
Aeration
Aeration
Sludge recycle
Sludge recycle

Sludge
waste

Sludge
waste
Bao gồm hai hệ thống bùn hoạt tính hịan chỉnh. Vì sinh khối trong mỗi giai đoạn được giữ lại
và hoàn lại, mỗi giai đoạn phát triển sinh khối riêng của nó.
Thiết kế bùn bậc 2
Thiết kế sơ bộ hệ thống nitrate hóa bùn bậc 2
Bước đầu tiên, ta chặn q trình nitrate hóa bằng cách sử dụng x. ta chọn 4d, mức bình thường
khơng cho phép nitrate hóa. Kế đến, ta tính tốn lượng bùn, nhu cầu oxy và kích thước theo mơ

hình ví dụ trên (Và lần nữa, ta lại bỏ qua SMP để đơn giản hóa)
BODL = 10
= 0.84 mg BODL/1
= 500(500 – 0.84)0.45
x 10-3
= 86.6 kg VSS/d
= 500 . 25 .10-3 = 12.5 kg VSSi/d
tổng

= 86.6 + 12.5 = 99.1 kg VSS/d

Nạp vào O2 đương lượng = 500

*

= 267.8 kg OD/d
Sản xuất ra O2 đương lượng = 500 . 0.84 . 10-3 + 99.1 . 1.42
= 141.1 kg OD/d

-

Giả định Xv = 3,000 mg VSS/l để ước lượng V và θ :

V=

(

) 103

= 132.1 m3

= 132.1/500 = 26 d (6.3 h)

+. 10-3


Đối với một nồng độ tải lượng,
= 12.5 m2
- Đặt Xrv = 10,000 mg/l và GT = 140 kg/m2-d.
Qr = 500

-

-

-

-

-

(
(
-

= 200 m3/d

R = 0.4
As =
= 15 m2
Trong trường hợp này, As = 15m2

Đối với giai đoạn thứ hai, giả định rằng sự oxi hóa BOD và sự tăng trưởng dị dưỡng là
không đáng kể. Đây là một sự đơn giản hóa đáng kể, bởi vì (1) giai đoạn thứ hai có sinh
vật dị dưỡng hoạt động và SMP từ giai đoạn đầu tiên thải ra, và (2) những sinh vật nitrate
hóa trong giai đoạn thứ hai sản xuất SMP tạo thuận lợi cho sự phát triển cho đời sống dị
dưỡng.Tuy nhiên, những biến đổi này yêu cầu một số giả định quan trọng về các yếu tố
không chắc chắn, đặc biệt là thực hiện của các chất rắn dễ bay hơi và sự hình thành SMP
bởi những sinh vật nitrate hóa. Bỏ qua những yếu tố này có thể tạo sự đánh giá thấp của
Xv, điều này ảnh hưởng đến khối lượng của hệ thống và khu vực định cư.
Đặt θ= 20d cho giai đoạn 2 SRT. NH4+ -N và NO2- - N còn lại tương ứng 0.18 và 0.17
mg/l. Như trước đây, chúng ta phải điều chỉnh các TKN đầu vào để đưa vào N đồng hóa
thành sinh khối dị dưỡng trong giai đoạn đầu và giải thoát từ sự suy giảm sinh khối dị
dưỡng từ giai đoạn đầu tiên là 0,52 kg NH4 + - N / d (tính tốn sau đó và được sử dụng ở
đây).
Sự oxy hóa ammonia :
N01 = 60 – 86.6 . 0.124.103/500 + 0.52 . 103/500
= 60 – 21.5 + 1.1 = 39.6 mg NH4+ -N/1
=500 . (39.6 – 0.18). 0.33 .
. 10-3
Sự oxy hóa nitrite:
N02 = 60 – 20.4 – 0.124 . 3.3 . 103/500 – 0.17 = 38.6 mgNO2 –N/1
=500 . (38.6 – 0.17). 0.083 .
. 10-3
=0.80kg VSS/d
Giả định rằng 20mg VSS/l không bị loại bỏ trong giai đoạn đầu tiên và bước vào giai
đoạn thứ hai, nó chứa 80% sinh khối hoạt động, và sinh khối hoạt động này phân rã với
một tỷ lệ là 0,1 / d.Tỷ lệ đầu vào là:
= 0.2 x 20 x 500/1,000 = 2 kg VSSi/d
= 0.8 x 20 x 500/1,000 = 8 kg VSSa/d
Với 20-d SRT, phân rã đầu vào sinh khối hoạt động còn lại Xa, sản xuất Xi nhiều hơn, và
sinh ra NH4 + - N

(

dư =

(

tăng=0.2(8 – 2.7) = 1.1kg VSSi/d

= 2.7 kg VSSa/d

-

Vì vậy,

dư= 2+ 2.7 +.1 + 5.8 kg VSS/d

-

Lượng VSS tổng cộng phải có ở giai đoạn 2 là:

= 5.8 + 3.3 + 0.80 = 9.9 kg VSS/d


-

Sự gia tăng NH4 +-N do phân hủy của sinh khối dị dưỡng là:

(
-

tăng=0.124(8 – 2.7 – 1) = 0.52kg NH4+ - N/d
Lưu ý ở đây rằng Vi sinh vậtnitrate hóa hoạt động khoảng một phần ba VSS tổng, mặc
dù đã bỏ qua các đầu vào của BOD từ chất nền hoặc SMP. Điều này cho thấy rằng giai
đoạn thứ hai thường được hoàn toàn thực hiện bởi Vi sinh vậtnitrate hóa.
Lượng oxy cân thiết được tính như sau:
Đầu vào O2 tương đương = 500[4.57 . 39.6 + 1.42 . 4 + 1.98 .16] . 10-3
=109 kg OD/d
Sản lượng O2 hòa tan tương đương =500[4.57 . 0.18 + 1.14 . 0.17] . 10-3
Sản lượng O2 rắn tương đương=1.42 . 2 + 1.98 . (2.7 + 1.1 + 3.3 + 0.8)
=18.5 kg OD/d
Do đó, Tổng lượng O2 cần cho giai đoạn 2 là:

-

-

-

=109 – 0.5 – 18.5 = 90 kg O2/d
Để tính tốn khối lượng tổng thể cho giai đoạn thứ hai, giả định MLVSS tập trung. Việc
sản xuất thấp VSS nói chung ngăn chặn được các giá trị tiêu biểu khi các vi khuẩn dị
dưỡng chiếm ưu thế.Vì vậy, chúng tôi giả định rằng Xv = 1.000 mg / LL. Sau đó,
V=

(9.9).103 = 198 m3

Và
-

= =0.40d(hay 9.5h)
Đối với bể lắng, sử dụng các giá trị sục khí mở rộng tỷ lệ tràn và thông lượng chất
rắn.Với tỷ lệ tràn 12 m / d
As =

-

Thơng lượng chất rắn có thể được sử dụng sau khi giả định một giá trị Xrv 5.000 mg / L:
Qr = 500

Và
-

=41.7 m2
= 123 m3/d

R = 0.25
As =
= 8.9 m2
Một lần nữa, kiểm soát tỷ lệ tràn, As = 42 m2
Bảng 9,3 so sánh one-sludge và two-sludge từ ví dụ 9.1 và 9.2. Nó thể hiện sự cân bằng
tổng hợp giữa hai phương pháp .
Hệ thống one-sludge bùn thải ít hơn, SRT cho BOD oxi-dation lớn, nhưng nhu cầu oxy
của nó lớn

So sánh thiết kế bùn bậc 1 và thiết kế bùn bậc 2
Hệ thống bùn bậc 1 có ít bùn thải hơn, vì thời gian lưu bùn cho oxi hóa BOD của nó lớn,
nhưng nhu cầu oxy của nó lớn hơn
Table 9.3 So sánh one-sludge và two-sludge từ ví dụ 9.1
two-sludge

Tham số
one-sludge
Giai đoạn 1
Giai đoạn 2

Tổng


20
4
20
x, d
Lượng chất
69.8
99.1
9.9
99*
thải rắn, kg
VSS/d
Lượng oxy
273
127
90
217
cần thiết, kg
O2/d
Thể tích, m3
465
132
198

330
2
Diện tích, m
42
15
42
57
*Lượng chất thải rắn tổng cộng trong hệ thống bùn bậc 2 ít hơn so với tổng của giai đoạn 2, vì
10kg/d từ giai đoạn 1 là chuyển giao cho giai đoạn 2, nơi nó phân rã hầu hết.Như vậy, 10 kg / d
được trừ vào tổng số để loại bỏ sự tăng gấp đơi
- Tổng thể tích hệ thống bùn 1 lớn hơn, một lần nữa do SRT dài cho những sinh
vật dị dưỡng
1.3 Màng sinh học quá trình Nitrate hóa
Tất cả các q trình màng sinh học hữu ích cho q trình oxy hóa hiếu khí BOD cũng có thể
được sử dụng để thực hiện q trình nitrat hóa, miễn là thiết kế của quy trình thích hợp tốc độ
tăng trưởng chậm nhất định vốn có của vi khuẩn nitrate hóa và sự cạnh tranh giữa vi khuẩn
nitrate hóa và Vi sinh vật dị dưỡng về oxy và khơng gian sống.Các thơng số của q trình nitrat
hóa tiêu biểu được liệt kê trong bảng 9,4.
Bảng 9.4 Các thơng số cơ bản và có nguồn gốc từ q trình oxy hóa NH4 + - N
Tham số
Giá trị
Chất nền hạn chế
NH4+ -N2
+
Y,mg VSSa/mg NH4 -N
0.33
+
q,mg NH4 -N/mg VSSa/d
1.7
K,mg NH4+ -N/l

0.57
b, 1d
0.08
bdet, 1d
0.053
b’, 1d
0.13
θx, d
20
2
D, cm /d
1.3
2
Df, cm /d
1.04
3
Xf,mg VSSa/cm
10
L, cm
0.004
+
Smin, mg NH4 -N/l
0.17
S*min
0.30
K*
1.85
JR, mg NH4+ -N/cm2-d
0.072
Ghi chú:

1. Giá trị chung cho T=15oC
2. Chất nền hạn chế là NH4+ -N, trong đó giả định rằng bước đầu tiên của quá trình nitrat
hóa là hạn chế.


3. Giả định rằng vi sinh vật nitrate hóa tồn tại chủ yếu là sâu bên trong một màng lọc sinh
học để tránh bị tách rời.
- Hình 9.2 trình bày đường cong sức tải điển hình cho các vi khuẩn nitrate hóa và chỉ ra rằng
q trình nitrat hóa màng sinh học thành công nhất hoạt động trong khu vực chuyển tiếp giữa tải
trọng thấp và tải cao, có nghĩa là, J / JR từ: 0.2 đến 1.1 ( xem lại phần tiêu chuẩn hóa sức chứa
bề mặt trong chương 4). Bởi vì Smin rất nhỏ (0.17mg NH4+-N trong bảng 9.4). Khoảng phạm vi
sức chứa tiêu chuẩn chung làm cho tỉ lệ S/Smin có giá trị từ 1.6 – 6 để giữ cho S phải nhỏ hơn
1mg NH4+-N/l.

Hình 9.2
Kết quả thí nghiệm và kinh nghiệm cho thấy Vi sinh vật nitrate hóa có xu hướng tập trung nhiều
hơn ở bề mặt dính bám, trong khi Vi sinh vật dị dưỡng chiếm ưu thế ở phía phía ngồi bề mặt
của màng sinh học. Sự phân chia này là hệ quả tất yếu của mức độ tăng trưởng nhanh hơn của
vi sinh vât dị dưỡng, cho phép chúng tồn tại ổn định tại những vùng xảy ra sự tách rời lớn của
màng sinh học. Mặt khác, Vi sinh vật nitrate hóa tập trung ở sâu bên trong màng sinh học, nơi
chỉ 1 phần nhỏ được bảo vệ khỏi sự tách rời.
Việc các Vi sinh vật nitrate hóa sâu phía trong màng sinh học, giúp chúng ổn định sự phát triển
chậm, chống lại sự rửa trơi, nó cịn làm tăng sự nhạy cảm của chúng đối với lượng oxy, vì oxy
hịa tan phải khuếch tán qua lớp vi sinh vật dị dưỡng trước khi đến với Vi sinh vật nitrate hóa.
Khi điều này kết hợp với độ nhạy với lượng oxy tương đối cao của Vi sinh vật nitrate hóa (vd:
Ko=0.1mg/ l cho nhiều sinh vật dị dưỡng trong khi nó ở khoảng 0.5 mg/l cho vi sinh vật Nitrát
hóa), sẽ có thể vơ hiệu những lợi ích của sự bảo vệ, trừ khi nồng độ D.O trong chất lỏng được
duy trì đủ cao. Ví dụ như, Furumai và Rittmann (1994) mơ tả sự giảm sút trong số lượng vi sinh
vật Nitrát hóa và gia tăng trong nồng độ NH4+ -N và NO2- cho ra khi tổng nồng độ D.O. giảm
xuống khoảng 3 mg/l, ngay cả khi những vi sinh vật Nitrát hóa đã được bảo vệ sâu bên trong

màng sinh học. Giữ lượng tải bề mặt thấp sẽ có thể loại bỏ những tác động xấu của sự cạn kiệt
D.O.
Trong thực tế, áp đặt một lượng tải bề mặt tối đa BOD hoặc COD, trong khoảng từ 2 đến 6 kg
BODL/1000 m2-d, sẽ kiểm soát sự cạnh tranh bởi sinh vật dị dưỡng. Giữ lượng tải hữu cơ dưới
2 đến 6 kg BODL/1000 m2-d sẽ cho phép ta giữ một nồng độ D.O. lỏng vừa đủ và ngăn chặn tắc


nghẽn vừa, chập mạch, tróc bỏ và/hoặc nhu cầu cho việc bơm ngược quá mức bởi quá nhiều
tăng trưởng dị dưỡng. 2 nguyên nhân trên có thể dẫn đến tốc độ tách nhanh đến mức các vi sinh
Nitrát hóa khơng bao giờ thiết lập được những lớp bảo vệ và bị cuốn trơi.
Bảng 9.5 đã tóm tắt thành cơng lượng tải bề mặt của N và BODL được sử dụng cho nhiều quy
trình khác nhau trên màng sinh học, được đề câp trong chương 8. Phạm vi của lượng tải N và
BODL là tương đối hẹp. Lượng tải của BODL cho q trình nitrate hóa gối lên lượng tải BODL
sử dụng cho q trình oxy hóa hiếu khí nghiêm ngặt. Điều đó giải thích tại sao các q trình trên
màng sinh học, sử dụng chủ yếu cho oxi hóa BOD thường là q trình nitrate hóa, miễn là mặt
tải BOD nằm trong phần dưới của phạm vi thường. Bởi vì N hữu cơ thường được thủy phân để
cho ra NH4+-N, lượng tải N nên được biểu hiện bằng TKN chứ không chỉ NH4+-N.
Khi mà lượng BODL trong nước thải: TKN có tỉ lệ quá lớn để cho phép 2 lượng tải bề mặt tiêu
chuẩn đạt đến cùng một lúc, liệu pháp bước có thể được sử dụng để làm giảm lượng tải BOD
cho q trình nitrate hóa. Máy lọc tia 2 giai đoạn là 1 ví dụ tốt. Giai đoạn thường trong RBCs là
một ví dụ khác, bình thường, sự nitrate hóa diễn ra trong giai đoạn sau của RBCs, sau khi
lượng BOD đã giảm trong những giai đoạn trước. Sự giảm sinh trưởng của Vi sinh vậtdị dưỡng
trong giai đoạn nitrate hóa của RBCs cho phép mật độ chất trung gian được sử dụng để tối đa
hóa diện tích bề mặt loài.
Bảng 9.5: Lượng tải nito và BOD được sử dụng thành cơng trong các q trình nitrat hóa
khác nhau trên màng sinh học.
Loại quá trình
Sức tải nito bề mặt
Sức tải BOD bề mặt
2

kgN/1000m -d
kgBODL/1000m2-d
0.5-0.8
<4.4
Màng lọc nhỏ giọt
(trickling filters)
0.2-0.6
<6
Màng tiếp xúc sinh học
xoay (rotating biological
contactors)
<6
Màng lọc biolite dạng hạt <0.7
(biolite granular filters)
0.5
Không đề cập
Nền chất lỏng (fluidized
beds)
<1
Không đề cập
Nền tuần hồn
(circulating beds)
 Thiết kế màng sinh học nitrate hóa cơ bản
Một lượng nước thải có lưu lượng là 1000 m3/d và nồng độ chảy vào là 300 mg/l BODL và 50
mg/l TKN. Ta phải thiết kế hệ thống 1 bước và rồi hệ thống 2 bước để đạt được Nitrát hóa hồn
tịan .
Đầu tiên, tổng tốc độ tải khối lượng của mỗi thành phần cho electron là 300 kg BODL/d và 50
kg TKN/d. Tỉ lệ này là tỷ lệ thường thấy ở nước thải gia đình.
Thứ nhì, ta tìm diện tích tiếp xúc cần thiết cho hệ thống 1 bước bằng cách tính các diện tích oxi
hóa BODL và Nitrát hóa TKN. Sau đó ta dùng giá trị lớn hơn. Cho BODL, ta sử dụng mặt tải tối

đa là 4 kg BODL/1000 m2-d (bảng 9.5). Từ đó ta có một diện tích bề mặt cho màng sinh học là:
A = (300 kg BODL/d)/(4 kg BODL/1000 m2-d) = 7,5 * 104 m2
Phép tính tương tự cho TKN và với một lượng TKN thận trọng là 0,5 kg N/1000 m2 –d (bảng
9.5) cho ta:
A = (50 kg N/d)/(0,5 kg N/1000 m2-d) = 10 * 104 m2
Chúng ta sử dụng giá trị lớn hơn: 10* 104 m2


Thứ nhì, chúng ta thực hiện thiết kế 2 bước. Chúng ta bắt đầu với Oxi hóa BODL. Từ Chương 8
chúng ta đã chọn một mặt tải tương đối lớn là 7 kg BODL/1000 m2-d. Điều này cho ta diện tích
bước một là:
A1 = (300 kg BODL/d)/(7 kg BODL/1000 m2-d) = 4,3 * 104 m2
Sau đó ta tính diện tích cho bước Nitrát hóa thứ 2. Trước khi ta tính diện tích, ta phải điều chỉnh
lượng tải TKN để giải thích cho N đã được sử dụng trong tổng hợp dị dưỡng trong bước đầu.
Làm theo phương pháp trong Ví Dụ 9.1 và 9.2, ta sẽ có một phép tích chính xác , miễn là tốc độ
tách đã được ước lượng. Cho ví dụ này, ta giả định rằng một mặt tải ít thận trọng hơn: 0,8 kg N/
1000 m2-d (bảng 9.5) và tính diện tích bước 2:
A2 = (40 kg N/d)/(0,8 kg N/1000 m2-d) = 5 * 104 m2
Tổng diện tích bề mặt cho cả 2 bước là 9.3*104 m2, điều đó giúp ta tiết kiệm thêm một diện tích
so với bước 1. Về mặt khác, ta phải thiết kế, xây dựng, và thực hiện 2 hệ thống khác nhau.
1.4 Vai trị của tỉ số BODL/TKN:
Q trình nitrate hóa chịu ảnh hưởng của tỉ số BODL/TKN theo ba cách. Thứ nhất, như đã được
minh họa ở Vd 9.1 và 9.2, đây là một q trình đồng hóa tạo ra sinh khối dị dưỡng có thu nhận
nito, và giảm lượng nito trong ammonium để tạo ra nitrite và nitrate. Nếu BODL/TKN lớn, tức
là lớn hơn 25 g BODL/gTKN thì lượng nito tạo ra từ ammonium sẽ khơng có đủ để cung cấp
cho q trình nitrate hóa
Thứ hai, BODL/TKN xác định hàm lượng sinh khối hoạt tính gồm các Vi sinh vậtnitrate hóa. Vì
giá trị fS0 thấp của các Vi sinh vậtnitrate hóa, nên khối lượng sinh khối tạo thành của chúng
cũng thấp. Tỉ số BODL/TKN đặc trưng của nước thải đô thị khoảng từ 5 đến 10g BOD L/gTKNkhá thấp, nên lượng Vi sinh vậtnitrate hóa cũng ít hơn 20% sinh khối hoạt tính và một phần nhỏ
hơn của VSS

Cuối cùng, BODL/TKN tác động kiểm soát sự cạnh tranh các nguồn oxy hòa tan, chỗ trên floc
hay màng biofilm của sinh vật tự dưỡng và Vi sinh vậtnitrate hóa với nhau. Trong thời gian dài,
tỉ số BODL/TKN cao đã buộc các Vi sinh vậtnitrate hóa phải xuống sâu hơn trong floc hay
màng biofilm. Điều này làm cho các chất nền của các Vi sinh vậtnitrat hóa phải chịu một sự
kháng cự vận chuyển sinh khối lớn hơn, cụ thể là NH4+ và O2 (Rittmann and Manem, 1992) .
Trong thời gian ngắn, tốc độ sinh trưởng mạnh của các sinh vật dị dưỡng có thể tạo ra ảnh
hưởng xấu đến các Vi sinh vậtnitrate hóa như cạnh tranh nito, tiêu thụ oxy hay sự giành chỗ trên
floc và màng biofilm.
2. QÚA TRÌNH PHẢN NITRATE HĨA
Khử nitrate là q trình khử nitrate (NO3-) hay nitrite (NO2-) thành khí N2. Hay nói cách khác
NO3- hay NO2- đóng vai trị như chất nhận e trong q trình hơ hấp mơ bào và khai thác năng
lượng. Q trình khử nitrate có thể được thực hiện bởi cả vi khuẩn tự dượng và dị dưỡng. Nhiều
vi khuẩn hiếu khí có khả năng chuyển từ từ, q trình trao đổi chất theo kiểu oxy hóa (có sự
tham gia của oxy) sang dạng sự hô hấp nitrate.
Trong công nghệ sinh học mơi trường, q trình khử nitrate được ứng dụng khi có u cầu loại
bỏ hồn tồn N.
Ví dụ quan trọng là xử lý nước thải đổ ra lưu vực sông để làm giảm nguy cơ phú dưỡng; xử lý
chất thải N, như nước từ nông nghiệp và nước thải từ nơi nuôi gia súc; và xử lý nước uống có
nồng độ NO3- + NO2- cao, bằng cách đó có thể giảm sự nguy hiểm đến trẻ em. Trong từng ứng
dụng này, N có thể hịa tan và biến đổi thành khí N2, và trở lại khí quyển. Để có q trình khử
nitrate, N phải là các dạng oxy hóa của nó, NO3- và NO2-.
Vì nhiều nước thải chứa N dạng khử, q trình khử nitrate hóa xảy ra đồng thời với q trình
nitrate hóa, cần để tạo N dạng oxi hóa.
2.1 Các vi khuẩn tham gia quá trình phản Nitrate hóa


Pseudomonas

Alcaligenes

Paracoccus
Thio-bacillus
Q trình phản nitrate hóa phổ biến trong tự nhiên. Vi khuẩn phản nitrate phổ biến là vi khuẩn
gram âm Proteobacteria, như Pseudomonas, Alcaligenes, Paracoccus, và Thio-bacillus. 1 số vi
khuẩn gram dương, có thể khử nitrate, bao gồm Bacillus. Thậm chí 1 vài thực vật ưa mặn
Archaea, như Halobacterium, cũng có thể khử nitrate. Tất cả các vi khuẩn khử nitrate là vi sinh
vật hiếu khí tùy nghi, có nghĩa là chúng thay đổi sự hô hấp nitrate hoặc nitrite khi giới hạn nồng
độ O2.
Vi khuẩn phản nitrate được sử dụng trong cơng nghệ sinh học mơi trường có tính hướng hóa
chất, có thể sử dụng nguồn e từ chất vô cơ hoặc hữu cơ. Những vi sinh vật sử dụng nguồn e vô
cơ là sinh vật dị dưỡng và phổ biến là Proteobacteria. Một nhóm ít sinh vật tự dưỡng có thể tận
dụng H2 và S dạng khử. Bởi vì chúng tạo nên tính trao đổi chất đa dạng. Vi sinh vật phản nitrate
thường được tìm thấy trong đất, trầm tích, nước bề mặt, nước ngầm, nhà máy xử lý nước thải.
Q trình khử nitrate hóa thực hiện theo từng bước, trong đó giảm tuần tự từ
NO3- 
NO2-NON2ON2.
Mỗi bán phản ứng và enzyme xúc tác được thể hiện bên dưới:
NO3- +2e+2H+NO2-+H2O Enzyme: nitrate reductase
NO2-+e+2H+NO+H2O
Enzyme: nitrite reductase
+
2NO+2e+2H N2O+H2O Enzyme: Nitric Oxide reductase
N2O+2e+2H+N2+H2O
Enzyme: Nitrous oxide reductase
Nồng độ Oxy kiểm sốt hơ hấp hiếu khí tùy nghi N. Oxy kiểm sốt q trình phản nitrate theo 2
cách:
+ Đầu tiên là ngăn chặn một vài enzyme nitrogen-reductase. Nghiên cứu với Pseudomonas
stutzeri cho biết những enzyme này bị kiềm hãm bởi nồng độ DO ngoài 2.5 đến 5mg O2/l.
+ Thứ 2, cơ chế kiểm soát là hạn chế sự hoạt động của enzyme khử nitrate bởi nồng độ DO lớn
hơn 1/10 mgO2/l.

Thực tế là nồng độ DO kiềm hãm loại enzyme reductase cao hơn nhiều là kiềm chế họat động
của chúng, nghĩa là quá trình nitrate hóa có thể xảy ra khi nồng độ DO trên O. Tình hình này
được nâng cao khi vi khuẩn phản nitrate được đặt bên trong flocs hoặc màng sinh học, nơi mà
nồng độ oxy thấp hơn trong chất lỏng (Rittmann and Langeland, 1985)
 Nồng độ nguồn e rất thấp hoặc nồng độ DO quá cao có thể dẫn đến sự tích lũy trung gian
giữa NO2-, NO2, N2O. 2 chất sau là khí nhà kính, cần ngăn ngừa sự giải phóng 2 chất đó. Nồng


độ thấp của nguồn cho e hạn chế cung cấp e đến bán phản ứng khử. Nồng độ O2 cao có khuynh
hướng kiềm hãm enzym nitrite và nitrous oxide reductase trước khi enz nitrate reductase bị
kiềm hãm.
Mặc dù vi khuẩn phản nitrate không nhạy cảm với pH, giá trị pH ngồi phạm vi tối ưu(7 đến 8)
dẫn đến sự tích lũy chất trung gian.Trong nước độ kiềm thấp, cần thiết phải kiểm sốt pH (tăng
pH), vì sản phẩm q trình phản nitrate hóa bền bazo. Sự sản sinh bazo được minh họa bởi phản
ứng cân bằng khi acetate và H2 là chất cho e cho vi khuẩn tự dưỡng hoặc dị dưỡng
CH3COOH+8/5NO3-+4/5H2O4/5 N2+2H2CO3+8/5 OH4H2+8/5NO3-4/5 N2+8/5 OH-+16/5 H2O
Trong cả 2 trường hợp, độ kiềm của nước tăng bởi tạo ra 8/5bazo mạnh trong khi mất 8/5 mol
NO3- tương ứng.
Bảng 10.1 Biểu diễn hóa học lượng pháp và các thơng số động học của vi khuẩn khử
Nitrate
Chất cho e
Methanol
BOD
H2
So
Nguồn C
Methanol
BOD
CO2
CO2

0
fs
0.36
0.52
0.21
0.13
Y, g VSSa/g donor
0.27
0.26
0.85
0.10
gVSSa/g OD
0.18
0.26
0.11
0.07
q^, g donor/g VSSa-d
6.9
12
1.6
8.1
g OD/g VSSa-d
10.4
12
11.8
11.2
K, mg donor
9.1
1
1

?
Mg OD/l
13.7
1
0.13
?
-1
b, d
0.05
0.05
0.05
0.05
[
]lim
0.55
0.33
0.76
1.3
Smin, mg donor/1
0.25
0.017
0.04
?
Smin, mg OD/1
0.38
0017
0.005
?
2
D, cm /d

1.3
1.0
0.9
_
2
JR, kg OD/l,000 m -d
1.5
0.5
1.2
?
S*min (no detachment)
0.027
0.017
0.040
0.066
(bdet=0.2/d)
0.15
0.087
0.23
0.45
*
K
1.8
0.4
2.2
?
o
Bảng 10.1 mô tả định lượng và thông số động lực (ở 20 C) cho sinh vật dị dưỡng sử dụng khí
methanol, các vật liệu hữu cơ khác, H2, S cơ bản như 1 chất cho e cho quá trình khử nitrat .
Bảng 10.1 sử dụng nhiều khái niệm hữu ích của OD. OD tương ứng với khối lượng của chất cho

e thể hiện tương đương với oxy. Nó tương tự như khối lượng của O2 cần thiết để oxy hóa hồn
tồn chất cho e. 8 gr OD bằng 1e-. Chất cho e hữu cơ, OD bằng với BODL.
Giá trị bảng 1đưa đến quan sát về vi khuẩn khử nitrat và nên làm thế nào các quá trình liên quan
đến quá trình khử nitrat thực hiện
1. Khi giá trị fo sinh vật dị dưỡng sử dụng BOD chung chỉ hơi nhỏ hơn f0 sinh vật dị dưỡng
hiếu khí ( khoảng 0.6 e tổng hợp/ e chất cho), giá trị f0 sinh vật tự dưỡng thì nhỏ hơn
nhiều, tương tự như vi khuẩn nitrat hóa. Giá trị f0 sinh vật oxy hóa C bậc 1 tiêu thụ
methanol thì thấp hơn nhiều vi sinh vật dị dưỡng khác.
2. Khi giá trị ̂và b tương tự nhau (cf 12g OD/g VSSa – d và 0.05/d),
lim được kiểm
soát chủ yếu bởi Y
3. Giá trị Smin thấp hơn 1 mg DO/L, có nghĩa BOD cịn lại cao trong dịng thải khơng phải
là 1 vấn đề đặc biệt.


4. Quá trình màng sinh học, tất cả các vi sinh vật cho thấy tiềm năng tăng trưởng cao (Smin
thấp) khi tách rời là không đáng kể. Mặt khác, quá trình tự dưỡng có thể hạn chế tốc độ
tăng trưởng như bdet tăng.
5. Giá trị K* cho quá trình màng sinh học là khơng lớn. Có nghĩa bên ngồi khối lượng vận
chuyển kiểm sốt thơng lượng chất nền khi tải màng sinh học trong khu vực trung bình
hoặc cao.
Tóm lại, sinh vật dị dưỡng có những đặc điểm tương tự như sinh vật dị dưỡng hiếu khí. Bởi
vì chúng là hiếu khí tùy ý, chuyển từ hơ hấp O2 sang hô hấp NO3- hoặc NO2- gây ra chỉ giảm
nhẹ fo và Y, chỉ tăng vừa phải
lim Vì thế, quá trình khử nitrate nên thực hiện tương tự
như quá trình hiếu khí sử dụng để loại bỏ BOD.
Mặt khác, đặc điểm động học của vi khuẩn phản nitrate dị dưỡng và vi khuẩn nitrate tự
dưỡng là rất khác nhau. Vi khuẩn nitrate hóa có giá trị fo thấp, tăng chậm hơn và về căn bản
yêu cầu thời gian lưu chất rắn lâu hơn. Hơn nữa, tỷ lệ q trình nitrate hóa tối đa yêu cầu
nồng độ DO cao, trong khi nồng độ DO cao làm chậm hoặc dừng quá trình khử nitrate hóa.

Vì q trình nitrate hóa cần thiết để cung cấp NO3- hoặc NO2- cho q trình khử nitrate hóa,
q trình hoạt động và thiết kế phải điều hịa những đặc tính sinh lý xung đột. Đó là việc
điều hịa nhu cầu của vi khuẩn nitrate hóa và phản nitrate hóa dị dưỡng để phân biệt các
phương pháp tiếp cận khác nhau để khử N trong công nghệ sinh học môi trường.
1 đặc điểm quan trọng của vi khuẩn phản nitrate hóa là sử dụng NO3- hoặc NO2- như nguồn
N cho tổng hợp tế bào. Tăng sự mất điện tử giảm nguồn N đến trạng thái oxi hóa -3 làm
giảm f và năng suất thật. Ví dụ, sử dụng NO3- như nguồn N yêu cầu thêm 8 e tương đương
mỗi mol của sinh khối, đại diện như C5H7O2N. như trong bảng 2.4, C5H7O2N yêu cầu 20 e
để oxihoa1 C đến trạng thái 0 trong tất cả các tế bào (phản ứng C1), nhưng yêu cầu 28 e để
oxy hóa C và N khi nguồn N là NO3- (phản ứng C-2). Vì thế, khi NO3- là nguồn N, oxy yêu
cầu cho sinh khối là (28e eq/mol cells) (1 mol cells/113 g cells) (8 g O2/e- eq)=1.98 g OD/g
cells, không phải 1.42 g OD/g cells..
2.2 Quá trình khử Nitrate bậc 3
Qúa trình khử nitrat có thể chia thành 2 loại chính: xử lý bậc 3 với bùn bậc 1. Điều khác biệt
giữa 2 loại dựa vào việc có cho thêm chất cho điện tử ngoại sinh hay khơng. Khử nitrat bậc 3
địi hỏi sự thêm vào của chất cho điện tử ngoại sinh, trong khi đó bùn bậc 1 sử dụng chất cho
điện tử có sẵn trong nước thải.
Khử nitrat bậc 3 thì thích hợp cho bất cứ loại nước cần xử lí có chứa NO3- hoặc NO2- . Khử
nitrat xảy ra trong tự nhiên ở những vùng nông nghiệp bị ô nhiễm phân đạm, nguồn cung cấp
nước uống ở những vùng nông nghiệp này chứa nồng độ NO3- cao nhưng rất ít chất hữu cơ.
Khử nitrat bậc 3 xảy ra sau q trình sinh học hiếu khí của nước thải. Trong xử lí bậc 2 thì tất cả
các gốc cho điện tử có mặt được oxi hóa hồn tồn, các hợp chất chứa nito được oxi hóa đến
NO3- , trong khi đó các hợp chất cacbon bị khống hóa. Kết quả của xử lí bậc 2 là N bị chuyển
thành NO3- nhưng khơng có chất cho điện tử. Trong thực tế khử nitrate bậc 3 theo sau xử lý bậc
2.
Các chất hữu cơ thơng thường được cho vào q trình như những chất cho điện tử, Chúng làm
tăng sự tích lũy của sinh vật dị dưỡng (làm tăng sinh khối). Trong giới hạn sinh học và động lực
học sinh vật khử nitrat dị dưỡng rất giống với sinh vật dị dưỡng hiếu khí sử dụng để oxi hóa
BOD. Tuy nhiên có một sự khác nhau lớn đó là q trình khử nitrat khơng địi hỏi nguồn cung
cấp oxi. Sử khác nhau đó đã làm giảm những nguyên tắc khắt khe trong q trình hiếu khí

Hầu hết các hợp chất hữu cơ đều có thể được sử dụng như những chất cho điện tử ngoại sinh.
Trước đây methanol được chọn vì nó có lợi về kinh tế chứ khơng phải nó tốt hơn những chất


cho điện tử được chọn khác. Khi có sự tập trung sẵn những chất hữu cơ trong nước thải thì
chúng được sử dụng như một chất cho điện tử rẻ tiền. dịng nước thải từ q trình chế biến thực
phẩm và sản xuất đồ uống thì thường được sử dụng nhất bởi vì chúng chứa nồng độ BOD cao
(hơn 10000mgBODl/L) và tỉ lệ C/N cao. Với tỉ lệ C/N cao ,thì đặc tính của nguồn carbohydrat
là cung cấp một lượng lớn điện tử, nhưng lại giải phóng ra 1 ít N dạng khử. Trong khi đó mục
đích của q trình khử nitrate là loại bỏ hết N trong nước, vì thế việc thêm vào N dạng khử sẽ đi
sai mục đích.
Các hợp chất vơ cơ cũng được sử dụng như một chất cho điện tử và ngày càng phổ biến. Khí H2
là chất cho điện tử rất tốt cho quá trình khử nitrat tự dưỡng. Chúng có những ưu điểm như: sản
xuất sinh khối thấp hơn so với dị dưỡng và hồn tồn khơng thêm vào N dạng khử. Nhược điểm
chính của khí H2 là thiếu an tồn cho hệ thống chuyển hóa Hydro. Trong những năm gần đây
việc phát triển ra thiết bị màng phân hủy thì đã khắc phục được mối nguy hiểm thường gặp
trong chuyển hóa khí và làm cho H2 trở thành sự lựa chọn hàng đầu.
Sulfua dạng khử cũng điều khiển quá trình khử nitrat tự dưỡng. thơng thường nhất thì nguồn S
dạng khử là S và chúng bị oxi hóa đến SO42-. Thơng thường thì S được gắn vào chất nền rắn
chúng bao gồm chất rắn ở dưới đáy như CaCO3, bởi vì oxi hóa S xảy ra trong acid mạnh
S(s)+6/5NO3-+2/5H20SO42-+3/5N2+4/5H+
 Hóa học lượng pháp của phản ứng khử nitrat
Phối hợp 3 quá trình Nitrate hóa khác nhau được kiểm tra: dị dưỡng sử dụng methanol như chất
cho điện tử , dị dưỡng với chất cho điện tử là acetat và tự dưỡng với H2 như chất cho điện tử.
Từ bảng 10.1 chúng ta sử dụng giá trị fos lần lượt là 0.36;0.52 và 0.21. Mọi phản ứng thì được
hoạt động với một SRT của 15d. Chúng ta có thể tính tốn cho tất cả những phương trình hóa
học lượng pháp cho mỗi hệ thống dưới những điều kiện khác nhau
- Thứ nhất mỗi hệ thống có giá trị fs và fe riêng nhận được từ công thức :
khi b=0.05/d và fd=0.8 cho tất cả các hệ thống, thì ta tính được
Phản ứng

fs
fe
Dị dưỡng với methanol
0.267
0.733
Dị dưỡng với acetate
0.342
0.658
Tự dưỡng với H2
0.137
0.862
- Thứ hai các bán phản ứng có liên quan thì:
Tế bào sử dụng NO3- như nguồn N
1/28NO3- +5/28CO2+29/28H+ =1/28C5H7O2N +11/28H2O
+ chất nhận điện tử
1/5NO3- +6/5H+ +e- =1/10N2 +3/5H2O
+ chất cho e:
Methanol
1/6CO2 +H+ +e- =1/6CH3OH +1/6H2O
Acetat
1/8COO2 +1/8HCO3- + H+ +e- = 1/8CH3COO- +3/8H2O
Khí H2
H+ +e- =1/2H2
-

Thứ ba:các bán phản ứng được kết hợp theo:
R= -R(chất cho) +feR(chất nhận) + fsR(tế bào)
Dị dưỡng với methanol

0.1667CH3OH + 0.1561NO3- +0.1561H+ =0.00954C5H7O2N + 0.0733N2 +
0.3781H2O + 0.119CO2
Dị dưỡng với acetat
0.125CH3COO- + 0.1448NO3- + 0.1438H+ = 0.0122C5H7O2N + 0.658N2 +
0.125HCO3- + 0.0639CO2 + 0.1542H2O
Dị dưỡng với khí H2
0.5H2 + 0.1773NO3- + 0.0246CO2 + 0.1773H+ = 0.00493C5H7O2N + 0.0862N2 +
0.5714H2O
Bảng tóm tắt 10.2 thì đã đưa ra những hóa học lượng pháp đặc biệt của phản ứng, qua bảng thì
ta cũng biết được khối lượng sinh khối sinh ra của quá trình khử nitrat được biểu diễn qua giá trị
fs, tỉ lệ giữa VSS(sinh ra)/NO3-(tiêu thụ), hoặc tỉ lệ giữa khối lượng VSS(sinh ra)/OD(tiêu thụ)
và nó suy giảm đáng kể từ acetat đến methanol đến khí H2. Một xu hướng khác đó là từ 4.3 đén
13% điện tử của NO3-_N tiêu thụ được sử dụng như nguồn N cho q trình tổng hợp, tỉ lệ lớn
nhất có liên quan đến giá trị fs lớn nhất.Bảng 10.2 thì cũng đã chỉ ra 28.6% DO của sinh khối
được đầu tư vào việc khử nguồn N – 3 trạng thái oxi hóa
Những số liệu trong bảng 10.2 cũng đã hướng dẫn việc thiết kế hệ thống xử lí phù hợp. Ví dụ
quá trình khử nitrat dị dưỡng với acetat địi hỏi phải cung cấp khoảng 4g BOD cho mỗi gam
NO3--N . Tại thời gian đó thì nó sản xuất ra khoảng 0.69g VSS của sinh khối và 3.6g CaCO3 của
tính kiềm. Trước kia nó được sử dụng để xác định tỉ lệ bùn thải ra, trong khi gần đây nó được sử
dụng giải quyết nước có chứa đệm thích hợp.
2.2.1 Q trình khử Nitrate bậc 3 với bùn hoạt tính
 Q trình khử nitrat bậc 3 với bùn hoạt tính thơng thường được sử dụng để xử lí cho
những nước thải có chứa nitrat. Các mơ hình xử lý cơ bản giống như q trình xử lí hiếu khí sử
dụng bùn hoạt tính: bể khuấy trộn, bể lắng bất hoạt, bùn tuần hồn và bùn thải để kiểm sốt thời
gian lưu bùn. Nhìn chung SRT là khoảng 5 ngày tính từ thời điểm thêm chất hữu cơ cho điện tử.
Thời gian này thì lâu hơn so với quá trình khử nitrat tự dưỡng.(Bảng 10.2)
Bảng 10.2
Reaction
Heterotrophic
Heterotrophic

Autotrophic
Type
with Methanol
with Acetate
with H2
fs
Electron equivalents in donor
Electron equivalents in biomass
Total (=fs)
In C (=
s)

0.267
1

0.342
1

0.138
1

0.267
0.191

0.342
0.244

0.138
0.099

In N (=
s)
NO3 consumed
Mol
e eq as acceptor (=fs)
e-eq as N source
e- eq total
Net H+ consumed
H+ equivalent
Key rations
g OD/g NO3—N
g alk as CaCO3/g NO3—N
g VSS/g NO3—N

0.076

0.098

0.039

0.1561
0.733
0.076
0.809

0.1438
0.658
0.098
0.756

0.1773
0.862
0.039
0.901

0.1561

0.1438

0.1773

3.66
3.57
0.490

3.97
3.57
0.685

3.22
3.57
0.224