xử lý nitơ trong nước rỉ rác bằng phương pháp sinh học

ỦY BAN NHÂN DÂN TP. HCM ỦY BAN NHÂN DÂN TP. HCM
SỞ KHOA HỌC CÔNG NGHỆ VIỆN KTNĐ&BVMT
___________________ ______________






B
B
Á
Á
O
O


C
C
Á
Á
O
O


C
C
H
H
U

U
Y
Y
Ê
Ê
N
N


Đ
Đ
Ề
Ề







Chuyên đề
:

X
X
Ử
Ử


L

L
Ý
Ý


N
N
I
I
T
T
Ơ
Ơ


T
T
R
R
O
O
N
N
G
G


N
N
Ư

Ư
Ớ
Ớ
C
C


R
R
Ỉ
Ỉ


R
R
Á
Á
C
C




B
B
Ằ
Ằ
N
N
G

G


P
P
H
H
Ư
Ư
Ơ
Ơ
N
N
G
G


P
P
H
H
Á
Á
P
P


S
S
I

I
N
N
H
H


H
H
Ọ
Ọ
C
C





THỰC HIỆN: GS. TS. NGÔ KẾ SƯƠNG










TP HỒ CHÍ MINH THÁNG 11/2007

MỤC LỤC

I. THÀNH PHẦN HÓA HỌC CỦA NƯỚC RỈ RÁC (NRR) 1
II. CÁC CHỈ SỐ VÀ NGUYÊN TẮC CƠ BẢN TRONG XỬ LÝ SINH HỌC ĐỐI
VỚI NƯỚC THẢI 2
2.1. Nhu cầu oxy hóa sinh (BOD) 2
2.2. Tổng chất thải rắn lơ lửng 4
2.3. Tổng Nitơ 4
2.4. Tổng photspho 6
2.5. Nguyên tắc xử lý sinh học đối với nước thải 6
2.5.1. Sự phân hủy k
ị khí 7
2.5.2. Sự phân hủy hiếu khí 8
III. KHỬ NITƠ TRONG NƯỚC THẢI 9
3.1. Quá trình Nitrrat hóa 9
3.2. Quá trình phản Nitrrat hóa (Denitrification) 10
3.3. Quá trình Sharon 12
3.4. Quá trình Anammox 14
3.4.1. Cơ chế họat động của quá trình Anammox 15
3.4.2. Đặc điểm sinh lý học của vi khuẩn anammox 17
3.4.3. Vi sinh học quá trình Anammox 17
3.5. Tổng hợp các quá trình Nitơ sinh học trong tự nhiên 19
3.6. Khử Nitơ bằng phươ
ng pháp ghép Sharon/Anammox 21
3.7. Khử Nitơ bằng công nghệ Snap 23
TÀI LIỆU THAM KHẢO 26
Báo cáo chuyên đề: Xử lý Nitơ trong NRR bằng công nghệ sinh học

Thực hiện: GS. TS. Ngô Kế Xương

1
Báo cáo chuyên đề:
XỬ LÝ NITƠ TRONG NƯỚC RỈ RÁC
BẰNG PHƯƠNG PHÁP SINH HỌC
GS. TS. Ngô Kế Sương
I. THÀNH PHẦN HÓA HỌC CỦA NƯỚC RỈ RÁC (NRR)
Thành phần hóa học của NRR thường dao động rất lớn, tùy thuộc tính chất và
nguồn thu nhận rác thải, cách chôn lấp và thời gian họat động của bãi chôn lấp cũng
như cách lấy mẫu, kỹ thuật xử lý và bảo quản mẫu, thiết bị dụng cụ dùng trong phân
tích và bản thân cán bộ thực hiện nhiệm vụ phân tích. Tuy nhiên, đặc điểm đặc trưng
nhất của NRR từ nhiều nguồn khác nhau
đều thể hiện ở một vài chỉ số quan trọng
sau đây (xem bảng 1):
1.1. Nhu cầu oxy hóa học (COD) và nhu cầu oxy hóa sinh (BOD
5
) đều rất cao
(từ vài ngàn mg 0
2
/L ở NRR già đến hàng chục ngàn mg 0
2
/L ở NRR non hoặc tươi,
tức là NRR bị phân hủy chưa sâu), tỷ lệ BOD
5
/COD càng nhỏ thì NRR càng già,
thành phần COD trong dó bao gồm chủ yếu là các acide humic, acide fulvic và
lignin. Đó là những hợp chất khó phân hủy sinh học.
1.2. Hàm lượng N-organic thường cao ở NRR non, trong khi hàm lượng NH3 ở
NRR già lại rất cao và tồn tại khá lâu dưới dạng ion NH4+ khi giá trị pH của NRR là
trung tính hoặc hơi acide.
Bảng 1: Thành phần hóa học của nước rỉ rác (TM. Trí, 2007, NV. Phước, 2007,

NP. Loan, 2007 và NV. Thu, 2007).
BÃI CHÔN LẤP
CHỈ SỐ
Gò Cát Phước Hiệp Đông Thạnh
Thời gian
thu mẫu
ĐƠN VỊ
TÍNH
NRR mới
thu vào các
tháng
2,3,4/2002
NRR cũ thu
vào tháng
8 /2006
NRR mới
thu vào
tháng
1,4/2003
NRR cũ thu
vào các
tháng
4/03- 8/06
NRR thu
vào các
tháng
2,4/2002
NRR thu
vào các
tháng

8,11/2003
pH - 4,8 - 6,2 7,5 - 8,0 5,6 - 6,5 7,3 - 8,3 6,0 - 7,5 8,0 - 8,2
COD mgO
2
/L 39.614 -
59.750
2.950 -
7.000
24.000 -
57.300
1.510 - 4.520 38.533 -
65.333
916 -
1.702
BOD mgO
2
/L 30.000 -
48.000
1.010 -
1.430
18.000 -
48.500
240 - 2.120 33.570 -
56.250
235 - 735
BOD
5
/
COD
- 0,76 - 0,8 0,2 - 0,34 0,75 - 0,85 0,16 - 0,47 0,87 -

0,89
0,25 -
0,43
N-NH
3
mg/L 297 - 790 1.360 -
1.720
760 - 1.550 1.590 - 2.190 1.245 -
1.765
520 - 785
N-Organic mg/L 336 - 678 - 252 - 400 110 - 159 202 - 319 -
TDS mg/L 7.300 -
12.200
9.800 -
16.100
18.260 -
20.700
6.500 - 8.470 10.950 -
15.800
9.100 -
11.100
Báo cáo chuyên đề: Xử lý Nitơ trong NRR bằng công nghệ sinh học

Thực hiện: GS. TS. Ngô Kế Xương
2
Với nồng độ rất cao lại tồn tại dưới nhiều dạng thức khác nhau Nitơ từ NRR có
thể làm cạn kiệt nguồn oxy hòa tan của nguồn tiếp nhận, kích thích tăng trưởng các
lòai thực vật nước, gây độc cho cho các lòai động vật sinh sống trong thủy vực; độc
chất tạo ra còn có thể ảnh hưởng đến sức khỏe cộng đồng dân cư, ảnh hưởng tới sự
ổ

n định của nguồn nước trong việc tái sử dụng. Ví dụ, Nitrate là sản phẩn oxy hóa
NH
4
+
khi nhiễm vào nguồn nước cấp có thể là tác nhân nguyên phát bệnh “da tái
xanh ở trẻ em”. Sở dĩ như vậy vì Nitrite, sản phẩm khử Nitrate của vi khuẩn khư trú
trong đường ruột người, có thể oxy hóa nguyên tố sắt trong Hemoglobin làm cho
chất này trở thành Met-Hemoglobin, do đó không còn khả năng tiếp nhận oxy phân
tử trong khi hô hấp, kết quả là da trẻ bị “nhuộm” xanh, nghẹt thở và dẫn đến tử
vong.
Giới hạn Nitrat trong nước thải sau x
ử lý phải còn khỏang 12 mg/L trước khi xả
thải vào ao hồ, còn nếu xả thải vào các con sông, con suối thì giới hạn tổng Nitơ
theo Kjeldahl là 3 mg/L hoặc ở mức 0,2 mg/L đối với ammonia ở dạng NH
3
. Để đạt
được các giới hạn vừa nêu nhiệm vụ của các nhà máy xử lý nước thải giàu
ammonium nói chung và NRR nói riêng, không chỉ lọai bỏ được BOD, COD, TSS
mà còn phải làm sao biến các hợp chất chứa Nitơ độc hại trở thành những hợp chất ít
độc nhất cho môi trường.
Vì vậy, việc khảo sát, phân tích đánh giá các quy trình khử Nitơ trong các lọai
nước thải giàu NH
4
+
như NRR chẳng hạn bằng phương pháp sinh học có thể sẽ tìm
được những khuyến cáo hữu ích góp phần lựa chọn và đề xuất được các quy trình
công nghệ khả thi và phù hợp để xử lý NRR.
II. CÁC CHỈ SỐ VÀ NGUYÊN TẮC CƠ BẢN TRONG XỬ LÝ SINH
HỌC ĐỐI VỚI NƯỚC THẢI
Nắm vững các chỉ số liên quan đến quá trình công nghệ xử lý nước thải sẽ rất

hữu ích khi cần phân tích và lựa chọn những công nghệ thích hợp để xử lý nguồn
nước thải nói chung cũng như xử lý riêng từng yếu tố gây độc hiện diện trong nước
thải. Các chỉ số cơ bản đó là: Biochemical Oxygen Demand (BOD), tổng chất rắn
hòa tan (TSS), Nitrat hóa (Ntrification) và Phản Nitrat hóa (Denitrification). Một vài
quá trình căn bản liên quan đế
n công nghệ xử lý nước thải cũng được đề cập. Nếu
hiểu được phần lý thuyết đứng đằng sau các quá trình xủ lý căn bản đó thì sẽ dễ
dàng nhận biết được vì sao lại áp dụng và áp dụng như thế nào các quá trình công
nghệ ấy cho một đối tượng xử lý cụ thể.
2.1. Nhu cầu oxy hóa sinh (BOD)
Nước thải chứa đựng nhiều các lọai chất hữu cơ và vô cơ
khác nhau. Hợp phần
hữu cơ chủ yếu trong nước thải là những chất cao phân tử được hình thành trên cơ
Báo cáo chuyên đề: Xử lý Nitơ trong NRR bằng công nghệ sinh học

Thực hiện: GS. TS. Ngô Kế Xương
3
sở nguyên tố cacbon, phân và chất thải cũng như các chất tẩy rửa, xà phòng, mỡ
động thực vật, dầu nhớt và các thức ăn thừa… (đặc biệt là rác từ nhà bếp còn thô
hoặc đã xay nhỏ). Với sự có mặt của oxy các phân tử hữu cơ khổng lồ đó sẽ dễ dàng
bị vi khuẩn phân hủy thành những phân tử nhỏ hơn, và sau đó thành C0
2
và nước.
Lượng oxy cần cho quá trình đó được gọi là nhu cầu oxy hóa sinh – BOD hoăc
BOD
5
, tức là lượng oxy thể hiện bằng số mg O
2
mà vi sinh vật tiêu thụ trong vòng 5
ngày để phân hủy được một lượng (hoặc nồng độ) vật chất hữu cơ tương đương.

BOD cũng được dùng như là một tiêu chí để xác định độ sạch của nước thải đầu
ra từ các nhà máy xử lý nước thải trước khi cho hòa nhập vào nguồn nước mặt hoặc
xả thải vào sông, suối…Nước thải có nồng độ BOD cao khi xả thải vào thủy v
ực dễ
làm cạn kiệt oxy của các nguồn tiếp nhận, làm cho cá chết, làm thay đổi hệ sinh thái
của thủy vực… Do đó người ta thường dựa vào tiêu chuẩn nước mặt mà quy định
tiêu chuẩn BOD cho nước thải sau xử lý (thường phải xử lý để BOD đạt 30 mg O
2

/L - tức là mổi lit nước sau xử lý còn tiêu thụ 30 mg O
2
trong 5 ngày để phân hủy
lượng chất hữu cơ còn lại trong đó).
Tuy nhiên, hàm lượng BOD của nước thải cũng hết sức quan trọng đối với các
hệ tự họai. Xử lý nước thải trong các hệ tự họai thường là quá trình xử lý kỵ khí
(không có oxy). Thực vậy, sau khi chảy vào bể tự họai lượng oxy hòa tan sẵn có
trong nước thải rất nhanh bị cạn kiệt do vi khuẩn hiếu khí sử dụ
ng để phân hủy các
chất hữu cơ dễ phân hủy sinh học. Còn đa phần BOD dưới dạng các chất tẩy rửa và
dầu mỡ bị mất đi do phân hủy kị khí hoặc do bị lắng tủa ở vùng thấm của hệ bể tự
họai, Vì là nguồn thức ăn cho các vi khuẩn nên BOD giúp sớm tăng trưởng một lớp
“đệm sinh học” (Biomat) nằm dưới vùng thấm. Đó là
điều vừa tốt lại vừa xấu. Tốt ở
chỗ “đệm khuẩn” đó có khả năng giữ lại các vi khuẩn và virus có hại hiện diện trong
nước thải, không cho chúng thâm nhập vào mạch nước ngầm. Vi khuẩn bám trên
“đệm sinh học” cũng phân hủy nốt phần BOD còn lại trong nước thải. Tuy nhiên khi
lượng BOD quá lớn có thể làm cho bề mặt lớp “đệm sinh học” thừa sinh khối và khi
nồng
độ BOD cao đến mức mà tất cả oxy hòa tan bị tiêu thụ hết thì vùng “đệm sinh
học” trở nên kị khí. Đó là điều không nên vì trong điều kiện đó nhiều vi khuẩn và

nguyên sinh động vật cần thiết khác sẽ bị chết, làm hạn chế khả năng tự họai của bể.
Lượng oxy ở vùng “đệm sinh học” thấp cũng đồng thời kích thích tăng trưởng các
vi khuẩn kị khí không đ
òi hỏi oxy. Nhiều lòai vi khuẩn kị khí tạo màng nhầy bao
quanh nhanh chóng bịt kín các lỗ thóat ở vùng thấm (giống như trường hợp các lỗ
thóat của phễu đã bị bịt kín để nước không còn chỗ thóat). Như vậy, sự quá thừa
BOD trong nước thải làm cho màng thấm họat động yếu ớt, bể tự họai nhanh chóng
mất khả năng tự hủy.
Việc khử bớt BOD đặc biệt quan trọ
ng khi nước thải chảy vào vùng thấm là lọai
Báo cáo chuyên đề: Xử lý Nitơ trong NRR bằng công nghệ sinh học

Thực hiện: GS. TS. Ngô Kế Xương
4
đất chặt, khó thấm. Lọai đất kém thấm này thường cấu tạo từ bùn phù sa và sét (kích
thước hạt < 0,05 mm). Những hạt đất nhỏ bé như thế thường xếp rất chặt và các
khỏang trống giữa chúng thường rất hẹp. Khi nồng độ BOD giảm có nghĩa là nước
thải đã giúp vi khuẩn tăng trưởng giới hạn, và do đó nước thải ở đầu ra có khả năng
thấm vào đấ
t khó thấm. Có những thiết kế đặc biệt để nước từ bể tự họai thấm nhanh
vào bùn phù sa hoặc đất sét.
Khử BOD trong bẻ tự họai có thể thực hiện khá dễ dàng nếu bể được cung cấp
thêm oxy; nó sẽ giúp vi khuẩn tăng trưởng và phân hủy BOD hữu cơ. Vì thế khi
thiết kế các hệ xử lý nâng cao người ta thường gắn thêm một bộ phận “tái sinh oxy”.
Bộ phận này thườ
ng được đặt ở giữa ngăn tự họai và ngăn thấm trong hệ tự họai
hoặc đặt vào bên trong bể tự họai để cung cấp thêm oxy. Khi đó việc giảm BOD trở
nên tương đối dễ dàng và quá trình tự họai trở nên có hiệu quả, nước thải sau bể tự
họai có lượng BOD thấp sẽ chảy tiếp vào “vùng thấm”. Cần nhấn mạnh rằng BOD
trong bể tự h

ọai quá thấp cũng có thể dẫn tới việc tạo nên một hệ “đệm sinh học”
họat động kém hiệu quả. Sở dĩ như vậy vì BOD cũng là nguồn thức ăn cho vi khuẩn
phản Nitrat hóa - lọai vi khuẩn cần cho quá trình vô cơ hóa các hợp chất chứa Nitơ.
Thực vậy, quá trình Nitrat/phản Nitrat hóa không thể vận hành hiệu quả nếu không
có đủ BOD để nuôi các vi khuẩn tham gia quá trình này.
2.2. Tổng chất thả
i rắn lơ lửng
Nước thải dân dụng thường chứa một lượng lớn các chất rắn lơ lửng hữu cơ
hoặc vô cơ.Các chất rắn này thường được đo bằng một đại lượng gọi là Tổng chất
rắn lơ lửng hoặc TSS (Total Suspended Solids) và được biểu diễn bằng số mg
TSS/Lit nước. Vật chất lơ lửng này là lọai vật th
ể rất khó chịu vì nó có thể đi theo
dòng nước thải xuống vùng thấm. Do đa phần là những hạt rất nhỏ nên chất rắn lơ
lửng có khả năng bịt những lỗ trống nhỏ bé nằm giữa các hạt đất tại vùng thấm. Có
nhiều cách để làm giảm TSS trong nước thải. Đơn giản nhất là sử dụng màng lọc để
lọc nguồn nước thóat ra từ bể
phân hủy. Đó là lọai “màng lọc gạn” làm bằng các
phiến PVC có rãnh và nếp nhăn để cản chất rắn lơ lửng không cho tràn qua phần bể
thấm.
2.3. Tổng Nitơ
Nitơ hiện diện trong hệ tự họai dưới nhiều dạng khác nhau. Phần Nitơ do con
người thải ra thường ở dạng hữu cơ (xác tế bào, protein, amino acid) và urea. Trong
bể tự họai thì các hợp chất Nitơ hữu cơ
bị vi khuẩn phân hủy khá nhanh thành
Ammonia (NH
3
). NH
3
là dạng Nitơ đầu tiên rời khỏi bể tự họai. Tuy nhiên, khi ở
trong dung dịch NH

3
thường tồn tại dưới dạng các ion NH
4
+
và sự hiện diện của Oxy
giúp vi khuẩn oxy hóa chất này thành Nitrat (NO
3
-
). Ở các hệ tự họai thông thường
với điều kiện thông thóang tốt thì đa phần Ammonia ở tầng thấm biến thành Ntrat.
Báo cáo chuyên đề: Xử lý Nitơ trong NRR bằng công nghệ sinh học

Thực hiện: GS. TS. Ngô Kế Xương
5
Nitrat có thể gây ảnh hưởng lớn đến sức khỏe nếu như nó thâm nhập vào giếng,
nơi cung cấp nước để ăn uống và sinh họat. Nitrat và các dạng khác của Nitơ có thể
có hại đối với môi trường, đặc biệt là ở các vùng duyên hải, nơi mà sư thừa Nitơ
kích thích một quá trình được gọi là phú dưỡng (Eutrophication). Vì lý do đó đã tạo
ra các lọai công nghệ thích hợp cho phép lựa chọn để lọai Nit
ơ khỏi nước thải. Các
công nghệ đó thường sử dụng vi khuẩn oxy hóa Ammonia thành Nitrat và khí Nitơ
(N
2
) trả lại cho khí quyển.
Sự biến đổi sinh học Ammonia thành khí Nitơ là một quá trình 2 bước. Ở bước
thứ nhất Ammonia bị oxy hóa thành Nitrat và sau đó, ở bước hai Nitrat bị khử thành
khí Nitơ. Các phản ứng trên đòi hỏi các điều kiện môi trường khác nhau và thường
thực hiện ở các khu vực riêng trong hệ xử lý nước thải.
Ở bước thứ nhất, sự biến đổi Ammonia thành Nitrit và sau đó thành Nitrat, được gọi
là quá trình Nitrat hóa (NH

3
→ NO
2
-
→ NO
3
-
). Tổng quát quá trình này được thể
hiện qua 2 phương trình [1] và [2] như sau :
NH
4
+
+ 3/2 O
2
→ NO
2
-
+ 2H
+
+ H
2
O [1]
NO
2
-
+ ½ O
2
→ NO
3
-

[2]
Cần nhấn mạnh rằng quá trình này đòi hỏi tiêu thụ oxy và chính nó cũng đóng
góp thêm một phần BOD trong tổng BOD của nước thải. Quá trình này đươc các vi
khuẩn Nitrosomonas và Nitrobacter thực hiện, chúng đòi hỏi có môi trường hiếu khí
(sự có mặt của Oxy) để tăng trưởng và chuyển hóa Nitơ. Như vậy, quá trình nitrat
hóa phải diễn ra trong điều kiện hiếu khí.
Bước 2 của quá trình là sự biền đổi Nitrat thành khí Nit
ơ được gọi là Phản
Nitrat hóa (denitrification). Nó được thể hiện bằng phản ứng [3] như sau:
NO
3
-
+ 5/6 CH
3
OH → 1/2 N
2
+ 5/6 CO
2
+ 7/6 H
2
O + OH
-
[3]
Quá trình này do các vi khuẩn Pseudomonas denitrificans, Bacillus
licheniformis, Thiobacillus denitrificans…thực hiện. Để việc khử Nitrat thành khí
Nitơ có thể sẩy ra bình thường thì mức oxy hòa tan trong môi trường phản ứng phải
gần hoặc bằng số không; như vậy quá trình phản Nitrat hóa phải diễn ra trong
điệu kiện kị khí. Tuy nhiên, để thực hiện phản Nitrat hóa các vi khuẩn trên cần được
cung cấp năng lượng qua việc sử dụng vật liệu chứa cacbon hoặc BOD trong nướ
c

thải làm nguồn dinh dưỡng và chuyển hóa thành CO
2
. Sự giảm BOD của nước thải
là rất cần thiết, nhưng, nếu nồng độ BOD còn lại quá thấp sẽ không đủ nguồn dinh
dưỡng cho vi khuẩn tăng trưởng và lúc đó quá trình phản Nitrat hóa xảy ra
không/kém hiệu quả.
Rõ ràng là bất kỳ một hệ xử lý nước thải nào được thiết kế để lọai Nitơ bằng quá
trình Nitrat hóa/phản Nitrat hóa đều phải được thiết kế làm sao để
cả 2 quá trình
Báo cáo chuyên đề: Xử lý Nitơ trong NRR bằng công nghệ sinh học

Thực hiện: GS. TS. Ngô Kế Xương
6
Nitrat hóa và phản Nitrat hóa sẩy ra một cách hài hòa và đồng bộ ở cả 2 khu vực
hiếu khí và kị khí.
2.4. Tổng photspho
Nồng độ phospho trong nước thải sinh họat trung bình khỏang 10 mg/L, tồn tại
dưới dạng liên kết như polyphosphat hoặc orthophosphat. Phospho liên kết có nguồn
gốc từ nước tiểu, phế thải thực phẩm…; khi bị phân giải sinh học chúng biến thành
orthophosphat. Polyphosphat trong thành phần chất tẩy rửa, chiếm khỏang ½ tổng
phospho trong nước thả
i cũng bị thủy giải thành orthophosphat. Như vậy, phospho
trong nước thải hiện diện chủ yếu dưới dạng orthophosphat và tồn tại dưới dạng các
ion âm PO
4
3-
, HPO
4
2-
, H

2
PO
4
-
, chúng cũng có thể tạo thành dạng tổ hợp với các
cation (các ion mang điện tích dương).
Hiện vẫn chưa biết được có bao nhiêu phospho có thể lọai bỏ được trong các hệ
tự họai thông thường. Một lượng nhất định có thể bị vi sinh vật lấy đi để tạo sinh
khối (khi vi khuẩn chết thì đương nhiên löôïng phospho được giải phóng ra sẽ hòan
trả lại cho bể tự họai; như thế
càng khó xác định được có bao nhiêu phospho thực sự
bị vi sinh vật lấy đi). Một lượng phospho trong bể tự họai cũng có thể bị lọai qua
vùng thấm bằng kết tủa hóa học. Ở pH acid nhẹ (như thường thấy trong đất)
orthophosphat liên kết với các cation sắt hoặc nhôm hóa trị 3 để tạo thành tủa FePO
4

và AlPO
4
không tan qua các phản ứng [4] và [5] như sau:
Fe
3+
+ (H
n
PO
4
)
(3- n)
→ FePO
4
+ nH

[4]
Al
3+
+ (H
n
PO
4
)
(3- n)
→ AlPO
4
+ nH [5]
Lượng sắt và nhôm trong nước thải sinh họat thường rất ít, chỉ là dấu vết. Tuy
nhiên, ở một số lọai đất lại có khá nhiều sắt ở dạng liên kết với các hạt đất. Nhờ đó
mà một khối lượng phospho đáng kể có thể bị lọai tại khu vực thấm.tự tạo. Có điều
cần lưu ý thêm rằng khi môi trường đất vùng thấm trở nên k
ị khí thì ion Fe
3+
có thể
bị khử thành Fe
2+
hòa tan và có khả năng lưu chuyển vào mạch nước ngầm. Tương
tự như vậy, hợp chất sắt-phospho cũng có thể bị phân hủy và phospho cũng sẽ trở
thành dạng hòa tan và thâm nhập vào nguồn nước ngầm. Điều kiện kị khí ở lớp đất
lọc cũng có thể sẩy ra khi vùng lọc không được thông thóang hoặc khi BOD trong
nước thải quá cao làm cho nguồn oxy sớm bị cạn kiệt do oxy hóa chất h
ữu cơ.
2.5. Nguyên tắc xử lý sinh học đối với nước thải
Xử lý nước thải thực chất là sự vận hành các quá trình hóa sinh học với sự tham

gia của các vi sinh vật để biến nước thải độc hại thành vô hại. Điều kiện môi trường
tương thích đối với sinh trưởng và phát triển của mỗi nhóm vi sinh vật, ảnh hưởng
đến hiệu quả họat động xử lý, đế
n sự hình thành các sản phẩm cuối và sự hòan tất
tòan bộ quá trình xử lý nước thải. Các hệ xử lý nước thải nói chung, dù là những hệ
Báo cáo chuyên đề: Xử lý Nitơ trong NRR bằng công nghệ sinh học

Thực hiện: GS. TS. Ngô Kế Xương
7
tự họai rất chuẩn xác hoặc là những công nghệ xử lý tiên tiến, đều phải quan tâm
trước hết đến việc tạo ra môi trường hóa sinh tốt nhất để kiểm sóat quá trình xử lý.
Có 3 lọai biến đổi hóa sinh thường gập trong quá trình xử lý nước thải. Thứ
nhất: khử vật chất hữu cơ hòa tan như chất tẩy rửa, dầu mỡ và chất thải hòa tan từ
cơ th
ể chẳng hạn; những chất này là hợp phần chủ yếu tạo nên BOD trong nước thải.
Thứ hai: phân hủy và ổn định vật chất hữu cơ không hòa tan như các chất thải từ cơ
thể và các thực phẩm thừa chẳng hạn; chúng là hợp phần của lượng BOD còn
lại.Thứ ba: xử lý để giảm thiểu các hợp chất của nitơ và phospho tới nồng độ
nhỏ
nhất có thể để không ảnh hưởng tới môi trường sinh thái và sức khỏe con người.
Hai môi trường hóa sinh chủ yếu mà trong đó sẩy ra quá trình xử lý nước thải là môi
trường hiếu khí và môi trường kị khí. Hiếu khí là môi trường trong đó oxy hòa tan
hiện diện với lượng đủ để vi sinh vật tăng trưởng và hô hấp, tức là các họat động
sống không bị hạn chế do thiếu oxy. Ngược lạ
i, kị khí là môi trường mà trong đó
không có sự hiện diện của oxy hòa tan hoặc nếu có thì nồng độ cũng chỉ ở mức vừa
đủ để hạn chế quá trình biến dưỡng hiếu khí. Môi trường hóa sinh thường ảnh hưởng
rất sâu sắc đến sinh thái và dân số các vi khuẩn tham gia họat động xử lý nước thải.
Các điều kiện hiếu khí hướng tới việc đảm bảo duy trì chuỗi thức ă
n cho tòan bộ

sinh vật từ vi khuẩn đến luân trùng và protozoa. Các vi sinh vật này phân hủy vật
chất hữu cơ bằng việc sử dụng các con đường biến dưỡng khác nhau trên cơ sở hô
hấp hiếu khí để tạo ra sản phẩm cuối cùng mà chủ yếu là cacbon dioxyd (CO
2
). Điều
kiện kị khí thường thích hợp cho họat động sống của các lọai vi khuẩn cổ nhằm tạo
ra nhiều dạng sản phẩm chuyển hóa khác nhau.
2.5.1. Sự phân hủy kị khí
Vật chất hữu cơ là thành phần chất rắn chủ yếu trong nước thải, nó giúp vi sinh
vật tăng trưởng nhanh trong điều kiện môi trường xử lý hiếu khí. Còn trong điều
kiện kị khí thì vi
ệc phân hủy các vật liệu hữu cơ lại ít phục vụ cho việc tạo sinh
khối. Lượng sinh khối tạo ra chỉ bằng khỏang 1/10 so với lượng sinh khối tạo ra khi
xử lý trong điều kiện hiếu khí. Chức năng chủ yếu và có tính nguyên tắc của sự phân
hủy kị khí là ổn định vật liệu hữu cơ không tan và chuyển hóa dần thành các sản
phẩm cuối là nước và khí làm sao đượ
c càng nhiều càng tốt (kể cả khí Metan) trong
khi sinh khối tạo ra càng ít càng tốt. Vì lý do đó mà xử lý nước thải trong các bể tự
họai thường được thiết kế theo nguyên lý họat động của quá trình kị khí. Vật liệu
hữu cơ trong xử lý kị khí không bị phân hủy ngay thành CO
2
; sản phẩm phân hủy là
những hợp chất có trọng lượng phân tử nhỏ như các acid hữu cơ và rượu. Các phân
tử này sẽ tiếp tục biến đổi kị khí thành metan hoặc thành khí CO
2
nếu được lưu
chuyển vào môi trường có vi khuẩn hiếu khí (như vùng thấm trong bể tự họai chẳng
hạn). Sự phân hủy kị khí vật liệu hữu cơ vì thế thường diễn ra chậm hơn phân hủy
Báo cáo chuyên đề: Xử lý Nitơ trong NRR bằng công nghệ sinh học

Thực hiện: GS. TS. Ngô Kế Xương
8
hiếu khí và chính vì lẽ đó mà cần phải cân nhắc xem ở đâu cần phân hủy nhanh vật
liệu hữu cơ thì ở đấy nên sử dụng quá trình phân hủy hiếu khí.
Như đã bàn tới ở trên, môi trường kị khí là bắt buộc đối với quá trình phản
Nitrat hóa, bởi vì các vi khuẩn thực hiện quá trình này đòi hỏi các điều kiện kị khí để
khử Nitrat thành khí Nitơ. Tại nhiều hệ xử lý n
ước thải người ta thường gắn thêm
một thiết bị xử lý kị khí nhằm để lọai bỏ các hợp chất nitơ và được coi là một hợp
phần mới của quá trình công nghệ xử lý nước thải.
2.5.2. Sự phân hủy hiếu khí
Đó là quá trình phân hủy nước thải bằng vi khuẩn hiêu khí. Ưu điểm chính của
quá trình này là khả năng phân hủy nhanh và đến cùng vật liệu hữu cơ làm cho nồ
ng
độ BOD giảm đến mức thấp nhất. Quá trình này được sử dụng trước hết để khử
BOD, lọai Nitơ bằng quá trình Nitrat hóa/ Phản Nitrat hóa. Bởi lẽ hàm lượng BOD
trong nước thải tươi thường cao nên lượng oxy hòa tan tiêu thụ quá nhanh nên đa
phần các xử lý được thiết kế đều có gắn thêm thiết bị cung cấp oxy để duy trì họat
động xử lý hiếu khí.Một số lọai thiết bị sử dụ
ng cách sục khí mở rộng (extended
aeration) để phân hủy hòan tòan chất rắn trong nước thải. Nhiều thiết bị xử lý hiếu
khí được cung cấp thêm giá thể nhân tạo để vi khuẩn sinh trưởng bám lên bề mặt giá
thể.Các hệ nuôi cấy bám như thế được thiết kế sao cho khi ở bên trong bể xử lý,
nước thải sẽ chảy tràn lên bề mặt lớp màng vi khuẩn kết bám. Diện tích mặt tiếp xúc
củ
a “màng sinh học” (biofilm) này được tăng cường bằng cách đặt vào bồn xử lý
một số lọai giá thể nhân tạo như các khối bọt hoặc các miếng nhựa xoắn với diện
tích mặt tiếp xúc lớn. Môi trường nhân tạo trong bồn xử lý được sắp xếp sao cho
dòng chảy chảy tuần hòan thường xuyên được bổ sung không khí để họat động xử lý
luôn ở trạng thái hiếu khí. Cũng có thể đặt môi tr

ường ở bên ngòai bồn xử lý và khi
đó nước thải chảy qua “màng sinh học” theo các liều chu kỳ liên tục. Thiết bị lọc
nhỏ giọt (trickle filters) được coi là thiết bị điển hình có sử dụng chủng nuôi cấy
bám. Một số thiết kế khác lại sử dụng cát làm môi trường nuôi vi khuẩn bám. Vì các
hệ nuôi cấy bám đều hiếu khí nên cả một tổ hợp nhiều quần xã vi sinh vật từ vi
khuẩn hiế
u khí, vi nấm, protozoa và luân trùng phát triển được trên đó. Các hệ này
xử lý BOD rất hiệu quả. Vì là hiếu khí nên nó cũng hỗ trợ vi khuẩn Nitrat hóa phát
triển và do đó có thể sử dụng để thực hiện quá trình Nitrat hóa ammonium trong
nước thải.
Các hệ hiếu khí khác sử dụng kiểu nuôi cấy huyền phù vi khuẩn để xử lý hiếu
khí. Công nghệ này cho rằng, dân số vi khuẩn luôn bám dính trên bề mặt chất thải
rắn và các hạt bùn tạo ra trong
đó nhờ khuấy sục nên luôn ở trạng thái huyền phù, ở
trạng thái này chúng thực hiện rất hiệu quả quá trình xử lý hiếu khí nước thải.
Báo cáo chuyên đề: Xử lý Nitơ trong NRR bằng công nghệ sinh học

Thực hiện: GS. TS. Ngô Kế Xương
9
Giống như nuôi cấy huyền phù, quá trình bùn họat tính cũng sử dụng dân số vi
khuẩn kết bông với các hạt bùn trong thiết bị xử lý và cũng nhờ khuấy sục mà vi
khuẩn luôn được cung cấp oxy và duy trì ở dạng huyền phù. Trong trường hợp sử
dụng quá trình bùn họat tính thường có những lúc khuấy trộn không đều làm cho
chất rắn bị kết lắng. Điều đó cho thấy bùn đã trở nên k
ị khí và các vi khuẩn kị khí
trong bùn sẽ phản Nitrat hóa chất thải. Đó là cơ sở khoa học của công nghệ sử dụng
bùn họat tính trong các tháp xử lý theo mẻ. Như tên gọi cho thấy, sau mỗi lần xử lý
hiếu khí nước thải trong tháp được cho lắng tủa để lọai bỏ chất rắn; sau đó bể này lại
được sục khí, đảo trộn và cho lắng tủa để qua giai đọan xử lý kị khí (quá trình này có
thể

lặp lại một số lần). Khi việc xử lý đã hòan tất thì mẻ nước thải xử lý cuối cùng
được bơm khỏi bồn và bùn mới được bơm vào để thực hiện mẻ xử lý tiếp theo.
III. KHỬ NITƠ TRONG NƯỚC THẢI
Phụ thuộc bản chất của nước thải đầu vào mà nguồn Nitơ có thể tồn tại dưới
dạng các hợp chất hữu cơ như protein, peptid, acid amin hoặc các hợp chất vô cơ
như NH
3
, NH
4
+
, NO
3
-
, NO
2
-
v.v Nguồn Nitơ hữu cơ nhanh chóng bị thủy giải th
ành acid amin, các chất này tiếp tục bị oxy hóa để biến thành các hợp chất nitơ vô
cơ và tích lũy trong nước thải. Ở nồng độ cao, các hợp chất đó trực tiếp hoặc gián
tiếp ảnh hưởng đến môi trường sinh thái và sức khỏe cộng đồng. Việc tiếp tục
khóang hóa các hợp chất Nitơ vừa nêu trong tự nhiên thành khí N
2
, trả lại cho khí
quyển và trả lại nguồn nước sạch cho tự nhiên thường diễn ra theo con đường Oxy
hóa Ammonium sinh học trong điều kiện môi trường hiếu khí/kị khí với tên gọi quen
thuộc là quá trình Nitrat hóa/Phản Nitrat (Nitrification/Denitrification = N/D).
3.1. Quá trình Nitrrat hóa
+ Nitrat hóa là quá trình biến đổi sinh học Ammonium thành Nitrat (NO
3
-

) bao
gồm 2 bước. Ở bước 1 vi khuẩn Nitrosomonas biến đổi Ammonia và Ammonium
thành Nitrite (NO
2
-
) và ở bước thứ 2 vi khuẩn Nitrobacter kết thúc quá trình biến
đổi Nitrite thành Nitrat. Hai phản ứng ghép tạo Nitrat sẩy ra rất nhanh, nên mức
Nitrit ở mọi thời điểm diễn ra phản ứng đều rất thấp.
+ Đặc điểm sinh học của vi khuẩn tham gia quá trình Nitrat hóa thường là những
vi khuẩn hiếu khí bắt buộc, có nghĩa là:
- Họat động Nitrat hóa chỉ có thể thực hiện thành công trong điều kiện hiếu khí
(tức là phải có oxy hòa tan trong môi trường phản ứng); cần khoảng 2,08 kg Oxy để
biến đổi khỏang ½ kg Ammonia thành Nitrat.
- Tốc độ tăng trưởng của chúng chịu ảnh hưởng của nồng độ Oxy hòa tan (DO)
và yêu cầu không được ít hơn 0,5 mg/L (nhu cầu tối thiểu cho vi khuẩn sinh trưởng).
Nồng độ oxy hòa tan khỏang 1 - 2 mg/L thường được khuyến cáo là hợp lý cho họat
Báo cáo chuyên đề: Xử lý Nitơ trong NRR bằng công nghệ sinh học

Thực hiện: GS. TS. Ngô Kế Xương
10
động Nitrat hóa trong Aerotank.
+ Quá trình Nitrat hóa thường tạo ra Acide, làm cho pH môi trường giảm và do
đó có thể ức chế tăng trưởng của các vi khuẩn Nitrat hóa. Giới hạn pH tối ưu cho
Nitrosomonas và Nitrobacter nằm trong khỏang giữa 7,5 và 8,5. Quá trình Nitrat
hóa bị dừng lại ngay khi pH giảm xuống dưới 6,0. Cân khỏang 3,2 kg CaC0
3
hỗ trợ
cho sự nitrat hóa mỗi ½ kg ammonia sau oxy hoa thành Nitrat.
+ Nhiệt độ cũng ảnh hưởng mạnh đến quá trình Nitrat hóa, sẽ đạt tốc độ cực đại
khi nhiệt độ nằm trong giới hạn từ 30 đến 35

o
C. Ở 40
o
C hoặc cao hơn tốc độ Nitrat
hóa giảm tới số 0.
+ Tuổi bùn và mức độ hòa trộn bổ sung vào hệ thống xử lý cũng là những hợp
phần không thể thiếu đối với quá trình Nitrat hóa. Bởi vì khi chuẩn bị cho xử lý cần
biết tuổi bùn để tính tóan thời gian cần thiết cho việc lưu bùn và mức độ sục khí hợp
lý. Sục khí mở rộng tạo thuận lợi hơn cho quá trình Nitrat hóa so vớ
i kiểu tiếp cận
ổn định hoặc các hệ bùn họat tính với tuổi bùn quá cao và chu kỳ sục khí kéo dài.
+ Tác động gây độc và kìm hãm tăng trưởng vi sinh vật luôn được coi là những
vấn đề cần được quan tâm khi quá trình Nitrat hóa họat động. Các hợp chất gây độc
mạnh nhất đối với hệ vi khuẩn tham gia quá trinh nitrat hóa là cyanide, thiourea,
phenol và các kim lọai năng như Ag, Hg, Ni, Cr,Cu và Zn cần được đặc biệt quan
tâm. Nguồn phát sinh của những hợp chất độc h
ại vừa nêu có thể từ chính nước thải
xử lý. Đời sống của các vi khuẩn tham gia Nitrat hóa cũng còn có thể bị đe dọa bởi
chính các cơ chất của chúng gây nên. Ví dụ vi khuẩn oxy hóa Nitrit rất mẫn cảm với
acid nitơ tự do (HNO), còn vi khuẩn oxy hóa ammonia thì mẫn cảm với ammonia tự
do. Mức ammonia tự do cao làm giảm tốc độ tăng trưởng của các vi khuẩn tham gia
quá trình Nitrat hóa.
3.2. Quá trình phản Nitrrat hóa (Denitrification)
Phản Nitrat hóa là quá trình hô hấp kị khí mà trong đó Nitrat là ch
ất nhận điện
tử. Khái niệm được đơn giản hóa hơn: sự phản Nitrat hóa thường gập khi nguồn
cung cấp oxy tự do đã bị cạn kiệt và chính Nitrat lại trở thành nguồn cung cấp oxy
cho vi sinh vật. Khi này vi khuẩn sẽ phân hủy Nitrat (NO
3
-

) để thu nhận oxy (O
2
),
Nitrat sẽ bị khử để trở thành oxide nitơ (N
2
O) và khí nitơ (N
2
). Do khả năng hòa tan
trong nước rất thấp nên khí nitơ luôn có xu hướng thóat ra khỏi môi trường nước
dưới dạng các bọt khí. Chúng có thể liên kết với bùn đáy trong các bể lắng gạn
(clarifier) và đó là nguyên nhân làm cho bùn nổi lên mặt nước.
MÔ TẢ QUÁ TRÌNH
Có nhiều phương pháp làm cho hệ vi khuẩn thực hiện công quá trình phản Nitrat
hóa. Cũng có thể thiết kế được quy trình mà trong đó cả quá trình Nitrat hóa lẫn
Báo cáo chun đề: Xử lý Nitơ trong NRR bằng cơng nghệ sinh học

Thực hiện: GS. TS. Ngơ Kế Xương
11
Phản Nitrat hóa cùng sẩy ra trong cùng một hệ thiết bị hoặc sử dụng lọai đồng hồ đo
tự động đóng mở để lượng hóa việc cung cấp khơng khí cho q trình Nitrat hóa.
Có thể thực hiện quy trình lọai bỏ Nitơ bằng phương pháp truyền thống Ntrat
hóa/Phản Nitrat hóa theo Ludzack-Ettinger cải biến (hình 1). Ở q trình này nguồn
Nitrat do khu vực sục khí tạo ra được coi là nguồn oxy cho vi khuẩn tùy ngộ phân
hủy nước thải thơ trong bồ
n thiếu khí. Q trình thứ nhất sẩy ra trong dòng xử lý ở
bể tiền thiếu khí, hội tụ tại đây là sự hòa trộn của nước thải tươi, bùn hồi lưu từ bể
lắng lọc và dịch hỗn hợp giàu Nitrat từ phần nước ra ở cuối các bồn hiếu khí. Nước
thải vào đươc dùng như là nguồn cacbon cho vi khuẩn, bùn hồi lưu là nguồn vi
khuẩn, còn bơm recycle thiếu khí cung cấp Nitrat nh
ư là nguồn Oxy.

Hình 1. Sơ đồ N/D theo Ludzack-Ettinger
Bể thiếu khí cần đảo trộn chứ khơng sục khí. Thiết bị đảo trộn có thể là máy cơ
hoặc motor chìm gắn với máy trộn lọai chân vịt hoặc cánh quạt.
Theo q trình Wurhman thì bồn thiếu khí lại được đặt sau khu vực Nitrat hóa
(hình 2.). Ở q trình này nguồn oxy hòan tòan dựa vào lượng Nitrat tạo được ở bồn
sục khí có nước thải. Các vi khuẩn làm nhiệm v
ụ phản Nitrat hóa là hợp phần chính
của bùn hồi lưu.






Để q trình phản Nitrat hóa họat động có hiệu quả thì cần phải bổ sung vật liệu
hữu cơ .
Sở dĩ như vậy ví đa phần chất hữu cơ trong nước thải xử lý đã bị các vi khuẩn
hiếu khí và vi khuẩn tùy ngộ sử dụng hết. Chính vì thế việc bổ sung vật liệu hữu cơ
vào bồn thiếu khí coi như là bắt buộc. Nguồn vật liệ
u hữu cơ nào cần bổ sung sẽ bàn
sau. Bồn thiếu khí cần đảo trộn chứ khơng phải sục khí. Đó là một trong những động
Hình 2. Sơ đồ N/D theo Wurhman
thiếukhí
Hiếu khí

Nước thải vào
Nước thải ra
Hoàn lưu bùn
Tiền
thiếu khí
Bể lắn
g
thiếu khí hiếu khí
Nước thải vào
Nước thải ra
Hoàn lưu bùn

Báo cáo chuyên đề: Xử lý Nitơ trong NRR bằng công nghệ sinh học

Thực hiện: GS. TS. Ngô Kế Xương
12
thái thích hợp nhằm tạo thuận lợi cho sự thóat khí Nitơ, đặc biệt trong trường hợp
khi khí này bị lưu giữ trong bùn và đồng thời cũng là động tác tái tạo hỗn hợp bùn
lỏng trước khi cho hồi lưu một phần, còn lượng bùn thừa được lưu chuyển sang bồn
lắng.
Tuy nhiên cần lưu ý rằng phương pháp Nitrat hóa/phản Nitrat hóa truyền thống
chỉ thích hợp cho việc lọai Nitơ trong nước thả
i có hàm lượng Ammonium không
cao, trong khi có nhiều lọai nước thải công nghiệp cũng như NRR đều có nồng độ
Ammonium rất cao và nồng độ BOD lại rất thấp. Gần đây, để xử lý khử ammonium
khỏi các lọai nước thải vừa nêu, người ta quan tâm đến một lọai quá trình sinh học
mới có khả năng lọai bỏ hòan tòan nitơ, đó là các quá trình Oxy hóa Ammonium
trong điều kiện kị khí (Anaerobic Ammonium Oxydation – Anammox) kết nối với
quá trình “b
ể đơn khử Ammonia họat tính cao qua Nitrit”, tiếng Anh viết tắt là

SHARON, ghép các chữ cái của cụm từ Single reactor for High activity Ammonia
Removal Over Nitrit – SHARON).
3.3. Quá trình Sharon
Đó là quá trình biền đổi ammonium thành Nitrit theo phản ứng [1]. Sự oxy hóa
ammonium không đi xa hơn mà dừng lại ở NO
2
-
. Sự oxy hóa tiếp NO
2
-
thành NO
3
-

bị chặn lại dựa trên cơ sở: i) Ở điều kiện nhiệt độ 30-40
o
C các vi khuẩn Oxy hoá
ammonium thành Nitrit (Nitrosomonas) tăng trưởng nhanh hơn vi khuẩn Oxy hóa
Ntirt thành NO
3
- (Nitrobacter). ii) nhờ đó có thể lọai trừ sự có mặt của vi khuẩn oxy
hóa nitrit cùng một lúc với vi khuẩn oxy hóa ammonium bằng cách không lưu giữ
sinh khối vi khuẩn tham gia Nitrat hóa quá lâu. Để đạt được mục đích đó người ta
thực hiện quá trình SHARON ở nhiệt độ khỏang 30-40
o
C trong 01 bể phản ứng đơn
giản có sục khí và khuấy trộn và iii) Chọn thời gian lưu nước (bùn) thích hợp để đáp
ứng được 2 yêu cầu nêu trên (Jetten et al., 1997), (Van Donggen et al., 2001).
Tùy thuộc nồng độ ammonium trong nước thải đầu vào và nồng độ nước thải
đầu ra mà thời gian cần thiết để thực hiện quy trình SHARON có thể giao động

trong khỏang 1-2,5 ngày; pH thích hợp nằm trong giới hạn 7-8,5.
Nước thải đầu ra giàu NO
2
-
và NH
4
+
được dẫn vào hệ xử lý thiếu khí có bổ sung
MeOH, tại đây NO
2
-
sẽ biến thành N
2
. Tùy thuộc nồng độ NH
4
+
đầu vào và thời gian
lưu nước, hiệu quả tạo N
2
có thể đạt 90 - 95%.
Hiệu quả biền đổi NH
4
+
thành N
2
phụ thuộc nồng độ NH
4
+
(mg/L):
500 2.000

NH
4
+
-N → NO
2/3
-N 66% 90%
NO
2/3
-N → N
2
70% 95%
Kết quả trên cho thấy nồng độ ammonium càng cao, thời gian lưu nước càng lâu
Báo cáo chuyên đề: Xử lý Nitơ trong NRR bằng công nghệ sinh học

Thực hiện: GS. TS. Ngô Kế Xương
13
thì hiệu quả biến đổi Ammonium theo quy trình SHARON càng lớn.
Trong điều kiện thực tế tại nhà máy xử lý nước thải Dokhaven (Hà Lan) hệ
thống xử lý ammonium hoạt động trong các năm 1997/1998, 1999, 2000 cho hiệu
quả loại Nitơ đạt giới hạn 80-90%, trong đó khoảng 70% tải trọng Nitơ loại được
trực tiếp qua Nitrit, không thông qua quá trình phản Nitrat hoá.
Do chỉ oxy hóa ammonium tới NO2- và phản Nitrat hóa không thông qua nitrat
nên có thể tiết kiệm được ít nhất 25% lượng oxy và 40% MeOH so vớ
i khử Nitơ
theo con đường Nitrat hoá/phản Nitrat hoá truyền thống.
Các yếu tố ảnh hưởng đến họat động của quá trình SHARON
Nhiệt độ và pH
Ở khoảng nhiệt độ 30-40
o
C vi khuẩn oxy hóa nitrite phát triển rất chậm, tốc độ

tăng trưởng chỉ bằng một nửa vi khuẩn oxy hóa ammonium (khỏang 0,5 – 1 ngày),
đó chính là ngưỡng nhiệt độ tối ưu để vận hành mô hình SHARON. Thực vậy, chỉ ở
ngưỡng nhiệt độ lớn hơn 25 0C vi khuẩn oxy hóa ammonium mới có thể cạnh tranh
hiệu quả với vi khuẩn oxy hóa nitrite. Trong quá trình SHARON pH phải thường
xuyên lớn hơn 7,0 (Hllinga et al., 1998), vì quá trình oxy hóa ammonium thành
nitrit, như đã nói ở
trên, luôn tạo ra các ion H+ làm cho môi trường xử lý dễ dàng
chuyển sang tính axít qua phản ứng [1] nêu trên. Cứ mỗi mol NH
4
+
bị oxy hóa thì tạo
ra 2 mol H
+
. Do đó tác động của axít cần được trung hòa bằng bicarbonat như một
chất đệm qua phản ứng [6] như sau:
HCO
3
-
+ 1,5 O
2
+ NH
4
+
→ 2CO
2
-
+ NO
2
-
+ 3H

2
O [6]
Khi lượng ammonium khỏang 50% bị chuyển hóa thành NO
2
-
thì pH bắt đầu
giảm và khi pH dưới 6,5 quá trình oxy hóa ammonium không xảy ra nữa. Sở dĩ như
vậy vì pH phụ thuộc vào trạng thái cân bằng giữa nồng độ NH
3
và NH
4
+
, phản ứng
[7]:
NH
4
+
↔ NH
3
-
+ H
+
[7]
Công thức trên cho thấy ammonia được sử dụng như là cơ chất của vi khuẩn oxy
hóa ammonium. Khi pH thấp hơn 6,5 sự cân bằng dịch chuyển sang bên trái lúc đó
nồng độ nitơ ở dạng ammonia hiện diện ở mức rất thấp trong môi trường.
Thời gian lưu nước
Khi sử dụng hệ SHARON thì thời gian lưu bùn không cần quan tâm nhiều, mà
cần quan tâm tới thời gian lưu nước. Sở dĩ như v
ậy vì các vi khuẩn oxy hóa nitrite có

thể theo nước thải giàu Nitrit ra ngoài trong khi các vi khuẩn oxy hóa ammonium
vẫn còn lưu trong mô hình (Hellinga et al., 1998). Về mặt lý thuyết thì thành phần
nước rỉ rác tại bãi chôn lấp Phước Hiệp rất thích hợp cho việc áp dụng mô hình
SHARON để xử lý ammonium vì có nồng độ ammonium cao (1.000 - 2.000 mg/L),
Báo cáo chuyên đề: Xử lý Nitơ trong NRR bằng công nghệ sinh học

Thực hiện: GS. TS. Ngô Kế Xương
14
nồng độ chất hữu cơ có khả năng phân hủy sinh học rất thấp, điều kiện nhiệt độ từ
25- 35
o
C rất thích hợp cho quá trình Nitrit hóa.
3.4. Quá trình Anammox
Anamox là viết tắt của cụm từ Anaerobic Ammonia Oxydation – có nghĩa là oxy
hóa ammonia diễn ra trong điều kiện không có không khí hoặc kị khí với sản phẩm
tạo ra là khí Nitơ (N
2
). Đó thực chất là quá trình biến đổi sinh học hỗn hợp
ammonium và Nitrite (khi chúng ở tỷ lệ gần 50 : 50) thành khí Nitơ (N
2
) mà không
cần cung cấp thêm cacbon hữu cơ làm nguồn dinh dưỡng. Quá trình này được phát
hiện vào những năm cuối của thế kỷ 20 (Strouss et al., 1997) [24], nó mở ra hướng
phát triển kỹ thuật đầy triển vọng để khử Nitơ trong các lọai nước thải giàu
Ammonium. Tham gia quá trình này có các vi khuẩn tự dưỡng tạo thành một nhóm
được gọi là nhóm vi khuẩn anammox. Phản ứng oxy hóa ammonium kị khí diễn ra
như phương trình [8] sau đây:
NH
4
+

+ 1,32 NO
2
-
+ H
+
→ 1,02 N
2
+ 0,26 NO
3
-
+ 2, H
2
O [8],
trong đó vi khuẩn anammox dùng ammonium làm nguồn dinh dưỡng, còn vi
khuẩn thuộc các lòai Nitrosomonas và Nitrospira chỉ làm nhiệm vụ biến đổi
ammonium tới như phản ứng [1]. Cho đến gần đây người ta vẫn nghĩ rằng vi khuẩn
anammox kị khí và vi khuẩn hiếu khí Nitrosomonas không thể cùng tồn tại và họat
động trong cùng một thiết bị phản ứng. Tuy nhiên, khi đảm bảo được nồng độ oxy
hòa tan rất thấp và nồng độ NH4+ cao trong môi trường thì chúng có thể cùng tồ
n
tại, họat động bình thường mà không cần bổ sung chất dinh dưỡng. Và như thế,
nhóm vi khuẩn anammox màu đỏ cùng với nhóm Nitrosomonas tạo thành một cặp
bài trùng ăn ý cùng tham gia họat động khử ammonium.
Thực ra phản ứng khử ammonium theo quá trình Anammox đã được dự đóan từ
rất lâu. Trên cơ sở tính tóan về nhiệt động học của các phản ứng đã tiên đóan được
sự tồn tại của các vi khuẩ
n hóa tự dưỡng có khả năng oxy hóa ammonium bởi Nitrat,
Nitrit. Xét về mặt năng lượng quá trình phản ứng sẩy ra thậm chí còn lẹ hơn phản
ứng oxy hóa bởi Oxy phân tử:
NH

4
+
+ NO
2
-
 N
2
+ 2 H
2
O G
0
= -357 Kj/mol
5 NH
4
+
+ 3 NO
3
-
 4 N
2
+ 9 H
2
O + 2 H
+
G
0
= -297 Kj/mol
NH
4
+

+ 1.5 O
2
 NO
2
-
+ 2 H
+
+ H
2
O G
0
= -275 KJ/mol
Thực vậy, minh chứng đầu tiên về sự hiện diện của hiện tượng Anammox trong
tự nhiên được phát hiện tại bể Phản nitrat hóa trong bể lắng bùn tại Gist-Brocades
(Delft, Hà Lan). Trên cơ sở những kết quả phân tích sự cân bằng Nitơ đã phát hiện
thấy sự giảm nồng độ ammonium, nitrat và nitrit sẩy ra cùng một lúc với sự tảo
thành Nitơ phân tử trong điều kiện kị khí (Mulder et al, 1995). Nhóm các nhà khoa
họ
c ở Đại học Kỹ thuật Delft sau đó đã tiến hành nghiên cứu, mô tả và xác nhận
Báo cáo chuyên đề: Xử lý Nitơ trong NRR bằng công nghệ sinh học

Thực hiện: GS. TS. Ngô Kế Xương
15
được Anammox là quá trình sinh học, trong đó ammonium được oxy hóa trong điều
kiện kỵ khí với Nitrit là yếu tố nhận điện tử để tạo ra khí Nitơ (Van de Graaf et al.,
1995, 1996 và 1997). Tiếp đó, phản ứng Anammox cũng lần lượt được phát hiện tại
các hệ xử lý nước thải ở Đức (Schmid et al., 2000), Nhật bản (Furukawa et al.,
2002), Thụy sĩ (Egli et al., 2001), Bỉ (Pynaert et al., 2002) và Anh (Schmidt et al.,
2003). Các nhà khoa học sau đó chuyển hướng sang tìm kiếm các vi khuẩn tham gia
thực hiện quá trình Anammox tạ

i các hệ sinh thái khác nhau và một sự phát hiện hết
sức quan trọng là phản ứng anammox chiếm 50% lượng khí Nitơ mà trầm tích biển
Baltic (Thamdrup and Dalsgaard, 2002), tầng nước thiếu khí ở đáy Đại dương gần
Cost Rica (Dalsgaard et al., 2003) và trong vùng nước đáy Biển Đen tạo ra được. Tại
vùng nước thuộc đáy Biển Đen cũng đã phát hiện được các vi khuẩn anammox
thuộc một chi mới trong bảng phân lọai (Kuypers et al., 2003). Trên cơ sở
những
phát hiện mới đó chu trình chuyển hóa Nitơ ghi nhận trước đây trong các sách giáo
khoa được bổ sung thêm một mắt xích mới (hình 3).


Hình 3. Anammox-mắt xích mới trong chu trình chuyển hóa Nitơ
3.4.1. Cơ chế họat động của quá trình Anammox
Trong quá trình Anammox hydrazin (N
2
H
2
) là chất trung gian duy nhất, tuy
chưa bao giờ phát hiện thấy trong bất cứ quá trình sinh học nào. Hydrazin - sản
phẩm của hydroxylamin trong hệ thống xử lý là tín hiệu để phát hiện sự hoạt động
của vi khuẩn anammox. Trong điêu kiện hiếu khí bình thường thì vi khụẩn oxy hóa
amonium sẽ chuyển hóa hydroxylamine thành NO
3
-
, hoặc ngược lại thành NO, N
2
O
khi trong môi trường không có oxy. Để minh chứng cho sự họat động đó của vi
khuẩn anammox đã thực hiện một thí nghiệm sau đây:
Khi đưa hydroxylamin vào hệ xử lý thì enzyme hydrazin Hydrolase (HH) của vi

khuẩn sẽ chuyển hóa chất này thành hydrazin. Tiếp đó, hydrazin vừa tạo thành lại bị
oxy hóa ngay bởi một enzym khác là hydroxyloamin - oxidoreductase (HAO) thành
Báo cáo chuyên đề: Xử lý Nitơ trong NRR bằng công nghệ sinh học

Thực hiện: GS. TS. Ngô Kế Xương
16
nitơ tự do, giải phóng 4 proton và 4 electron. Khi nitrit xuất hiện thì 4 electron vừa
được giải phóng cùng với nitrit chuyển hóa thành hydroxylamin bởi enzym nitrite-
reductase (NIR); và khi không còn nitrit (hoặc ít NO
2
) thì các electron sẽ được giải
thóat khỏi hệ thống bằng cách khác. Còn khi tỷ lệ giữa hydrazin với NH
3
và N
2
không thích hợp thì quá trình sẽ diễn ra theo phản ứng [9] như sau:
3N
2
H
4
→ 4NH
3
+ N
2
[9].
Sự phân hủy hydrazin thường chậm hơn sự tạo thành hydroxylamin vì thế
hydrazin sẽ tích lũy trong hệ thống và khi phân hủy sẽ tạo thành NH
3
và N
2

; khi này
NH
3
cũng đồng thời cũng được tích lũy trong môi trường (hình 4 ).











Hình 4. Cơ chế họat động của quá trình Anammox.
HH = Hydrazin hydrolase hoặc enzym tạo hydrazin
HAO = Hydroxylamin oxydoreductase
NIR = Nitrit reductase
Quá trình Anammox được thực hiện trong các khoang cấu trúc đặc biệt của tế
bào (hình 5): Anammoxosom là khoang chứa enzym hydroxylamin - oxyductase,
khoang giữa chứa nucleoid và ribosom gọi là Riboplasm và khoang ngoài cùng là
Paryphoplasm (Lindsay et al., 2001).


NH
2
OH
NIR
HAO

HH

4e
-

NO
2
-

NH
3

N N
5H
+
Cytoplasm
Anammoxosome
H
2
N = NH
2

4H
+
Báo cáo chuyên đề: Xử lý Nitơ trong NRR bằng công nghệ sinh học

Thực hiện: GS. TS. Ngô Kế Xương
17
Hình 5. Sơ đồ phân khoang tế bào vi khuẩn anammox (Van Niftrik et al., 2004).

3.4.2. Đặc điểm sinh lý học của vi khuẩn anammox
Ở nhiệt độ trong giới hạn 20 – 43
0
C quá trình anammox họat động bình thường,
tối ưu ở 40
o
C. Để bảo đảm sự tăng trưởng ổn định và họat động Anammox hiệu quả
thì pH tối ưu trong môi trường xử lý nước thải cần được duy trì trong giới hạn từ 6,4
đến 8,3, tối ưu ở 8,0. Ở điều kiện tối ưu tốc độ tiêu thụ cơ chất đạt cực đại 55 µmol
NH
4
-N/g protein/min; ái lực với ammonium và nitrit rất cao (hằng số ái lực dưới 10
µM). Kết quả nghiên cứu của nhiều tác giả cho thấy, nồng độ Oxy và Nitrit trong
môi trường xử lý càng thấp càng lợi cho các vi khuẩn oxy hóa ammonium tăng
trưởng và họat động. Ngưỡng Oxy và Nitrit tương ứng nên nhỏ hơn 2 µM và 5 – 10
mM (Jetten et al., 2001). Đáng chú ý là Nitrit ức chế tăng trưởng vi khuẩn cũng còn
tùy thuộc vào thời gian họat động của quá trình kéo dài bao lâu. Ở thời gian đầu do
l
ượng sinh khối vi sinh chưa lớn, khả năng thích nghi bị hạn chế nên sự tăng trưởng
rất dễ bi ức chế bởi Nitrit, ngay cả khi ở nồng độ rất thấp. Sau một thời gian dài vận
hành vi sinh vật đã thích nghi được với môi trường có nồng độ nitrite thấp lại sẽ dễ
bị ức chế khi nồng độ nitrite tăng hơn mức giới hạn trước đó. Ngòai ra, Acetylen và
Phosphat cũng là những yếu tố có thể ức chế mạnh họat tính của quá trình
Anammox (Van de Graaf et al., 1996). Bảng 2 tổng hợp một số đặc điểm đặc trưng
về sinh lý sinh trưởng và họat động của vi khuẩn anammox.
Bảng 2: Đặc điểm sinh lý sinh trưởng và họat động của vi khuẩn anammox
Thông số Đơn vị
Anammox
NH
4

+
+ NO
2
-
→ N
2

AOB
NH
+
4
+ O
2
→ NO
-
2

∆G
0

kJ/mol -357 -275
Y mol-C/mol-N 0.066 0.08
q
max
hieáu khí nmol/min/mg/protein 0 200 – 600
q
max
kị khí nmol/min/mg/protein 60 2
µ
max

/h 0.003 0.04
DT Ngaøy 10.6 0.73
K
s
(NH
4
+
)
µM
5 5 – 2600
K
s
(NO
2
-
)
µM
<5 K.A
K
s
(O
2
)
µM
K.A 10-50
Chú thích:
∆
G
0

– năng lượng tự do, Y – hiệu suất tạo sinh khối, q
max
– hoạt tính cực đại,
µ
max


– tốc độ sinh trưởng cực đại, DT – thời gian nhân đôi, K
s
– hệ số ái lực, K.A: không
áp dụn; AOB- vi khuẩn ammonium oxydizing Bacteri (Jetten et al., 2001).
3.4.3. Vi sinh học quá trình Anammox
Đã có 3 chi vi khuẩn anammox đã được phát hiện gồm: Brocadia, Kuenenia và
Scalindua. Về vị trí phân lọai các vi khuẩn này là những thành viên mới tạo nên
Báo cáo chuyên đề: Xử lý Nitơ trong NRR bằng công nghệ sinh học

Thực hiện: GS. TS. Ngô Kế Xương
18
phân nhánh 6 của ngành Planctomycetes, bộ Planctomycetales (Schmidt et al.,
2005). Đã tiến hành nghiên cứu nuôi cấy bùn kị khí nhằm làm giàu vi khuẩn
anammox bằng phương pháp nuôi mẻ bồn liên tục (SBR), tách sinh khối vi khuẩn
bằng kỹ thuật ly tâm gradient tỷ trọng, chiết xuất DNA và phân tích trình tự rDNA
16s. Kết quả cho thấy, nhóm vi khuẩn màu đỏ này thực sự thuộc phân ngành
Planctomycetes và được đặt tên là Candidatus Brocadia anammoxidans. Brocadia là
tên của Trạm pilot xử lý nước thải, nơi lần đầu tiên phát hi
ện ra vi khuẩn anammox
(Strous, 1999). Đặc điểm đặc trưng của nhóm vi khuẩn này là trong thành tế bào
không có sự hiện diện của peptidoglucan, sinh sản bằng phương pháp đâm chồi, nội
bào phân khoang chức năng (Jetten et al., 2001). Kết quả giải trình tự rDNA 16s
sinh khối vi khuẩn anammox phân lập từ bể xử lý RBC ở Stuttgart (Đức) cho thấy

mức độ tương đồng trình tự nucleotid chỉ đạt dưới 90% so với
Candidatus Brocadia
anammoxidans và do đó nó được đặt tên là Candidatus Kueneria stuttgartiensis
(Schmidt et al., 2000). Vào năm 2002 vi khuẩn anammox cũng được phát thấy có ở
Thụy Sĩ (Egli et al., 2002), ở Bỉ (Pynaert et al., 2002) và cũng được đặt ttên là
Candidatus Kuenenia stuttgartiensis.
Tại phòng thí nghiệm thuộc Đại học Kumamoto (Nhật) vào năm 2000 cũng đã
phát hiện được phản ứng anammox và vi khuẩn màu đỏ đặc trưng ở bùn sinh khối
khi nuôi cấy liên tục bùn kị khí trên vật liệu bám có thi
ết kế đặc biệt trong điều kiện
môi trường kị khí (Furukawa et al., 2002). Kết quả giải trình tự rDNA 16s cho thấy
có sự tương đồng khá cao so với Candidatus Brocadia anammoxidans (92,2%) và
thấp hơn nhiều so với Candidatus Kuenenia stuttgartiensis. Vì lẽ đó đã tạm đặt tên
cho vi khuẩn anammox này là KSU-1 thuộc phân ngành Planctomycetes (Fujii et al.,
2002). Đến 2003 kết quả giải trình tự rDNA 16s của sinh khối vi khuẩn anammox
phân lập từ vùng nước nghèo oxy
ở Biển Đen cho thấy mức độ tương đồng chỉ vào
khỏang 87,6-87,9% so với Brocadia và Kuenenia, như thế có nghĩa vi khuẩn này
thuộc một chi khác và được đặt tên là Candidatus Scalindua sorokinii (Kuypers et
al., 2003). Kết quả quan sát hình thái và giải trình tự rRNA 16s của các chủng vi
khuẩn anammox phân lập từ nhà máy nước thải Pitsea (Anh) cho thấy mức độ tương
đồng so với chi Scalindua và giữa chúng khá cao (93%) và được đặt tên là
Canditatus “Scalindua brodae”, Candidatus “Scalindua wagneria”(Schmidt et al.,
2003).
Vấn đề đáng chú ý là vi khuẩn
anammox do sinh trưởng rất chậm (thời gian giữa
các thế hệ khỏang 10ngày) nên việc phân lập, nuôi cấy và làm giàu vi khuẩn
anammox gặp khá nhiều khó khăn. Tuy nhiên, nhờ có được những kỹ thuật mới về
sinh học phân tử nên việc phát hịên trực tiếp và định danh anammox trên mẫu sống
(in situ) được tiến hành khá thuận lợi. Ví dụ, như kỹ thuật lai hùynh quang in situ

Báo cáo chuyên đề: Xử lý Nitơ trong NRR bằng công nghệ sinh học

Thực hiện: GS. TS. Ngô Kế Xương
19
(fluorescent in situ hybridization – FISH) với hàng chục “cực dò” nucleotid (hoặc
oligonucleotid probes) và nhiều đọan mồi (primers) đặc trưng cho phản ứng PCR
khuếch đại gen rDNA 16s dùng để phát hiện anammox đã được thiết kế và chế tạo
(Schmidt et al., 2005). Hình 6 là biểu tượng cây phát sinh lòai (Phylogenetic tree)
được tạo lập trên cơ sở kết quả phân tích giải trình tự gen rDNA 16s của các vi
khuẩn anammox cùng mối quan hệ giữa chúng trong bộ Planctomycetales (A) và
giữa các chi anammox đã biết với các dòng anammox m
ới phát hiện (B). Một vấn đề
nữa đang tồn tại cần được tiếp tục làm sáng tỏ là tuy giữa 3 chi anammox đã biết có
chung tổ tiên, hơi xa nhau về mặt tiến hóa (độ tương đồng về trình tự nucleotid nhỏ
hơn 85%) thì tại sao lại có sự tương đồng khá rõ rệt về phenotip ví dụ như tốc độ
tăng trưởng chậm như nhau, trong tế bào dều có cấu tử
anammoxosome với thành
phần lớp membran đều chứa lipid laderance.


Hình 6: Cây phát sinh lòai của vi khuẩn anammox
(A): quan hệ với các chi khác thuộc bộ Planctomycetales. (B) quan hệ giữa các chi và dòng
có hoạt tính anammox (Schmid et al., 2005)

3.5. Tổng hợp các quá trình Nitơ sinh học trong tự nhiên
Các quá trình Nitơ sinh học sẩy ra trong tự nhiên với sự tham gia của vi sinh vật
được tổng hợp trong bảng 3 và sơ đồ khử N-NH
4
+
bằng phương pháp sinh học (bảng

3).
Bảng 3: Các quá trình Nitơ sinh học
No. Reaction Process Microorganisms References
1a
C
5
H
7
O
2
N + 4H
2
O →
2.5CH
4
+
1.5CO
2
+ HCO
3
-
+ NH
4
+

Ammonification (anaerobic) Bacteria
1b
C
5
H

7
O
2
N + 5O
2
→ Ammonification Bacteria
Báo cáo chuyên đề: Xử lý Nitơ trong NRR bằng công nghệ sinh học

Thực hiện: GS. TS. Ngô Kế Xương
20
No. Reaction Process Microorganisms References
4CO
2
+HCO
3
-
+ NH
4
+
+
H
2
O
(aerobic)
2

NH
4
+
+ OH

-
→ NH
3
+H
2
O
Ammonium/
ammonia
equilibrium No
(physicalprocess)

3
4CO
2
+ HCO
3
-
+ NH
4
+
+
H
2
O → C
5
H
7
O
2
N + 5O

2

Assimilation Bacteria, Algae
(growth)

4

NH
4
+
+ 1.5O
2
+ 2HCO
3
-

→ NO
2

+2CO
2
+ 3H
2
O
Nitritation Nitrosomonas, e.g. N.
eutropha, N. europea;
Nitrosospira


5

NO
2
-
+ 0.5O
2
→ NO
3
-



Nitratation

Nitrobacter, e. g. N.
agilis, Nitrospira,
Nitrococcus,
Nitrosocystis

4+5
NH
4
+
+ 2O
2
+ 2HCO
3
-
→
NO

3

+2CO
2
+ 3H
2
O
Nitrification Nitrifying bacteria

6


C+2NO
3

→ 2NO
2
-
+ CO
2


Denitratation
Denitrifying
heterotrophic bacteria


7

3C + 2H
2
O + CO
2
+ 4NO
2
-

→ 2N
2
+ 4HCO
3
-


Denitritation

Denitrifying
heterotrophic bacteria


6+7


5C + 2H
2
O + 4NO
3
-
→

2N
2
+ 4HCO
3
-
+ CO
2



Denitrification

Heterotrophs:
Pseudomonas,
Bacillus, Alcaligenes,
Paracoccus
Rittmann
and
McCarty
(2001);
Henze et al.
(2002)

8
NH
4
+
+ 0.75O
2
+ HCO

3
-
→
0.5NH
4
+
+ 0.5NO
2
-
+ CO
2

+ 1.5H
2
O
Partial nitritation
Ammonium-
oxidizing

bacteria


9a

NH
4
+
+ NO
2
-

→ N
2
+ 2H
2
O

Anammox (without
cell synthesis)


Planctomycetales



9b
NH
4
+
+ 1.32NO
2
-
+
0.066HCO
3
-
→1.02N
2
+
0.26NO
3

-
+
0.066CH
2
O
0.5
N
0.15
+
2.03H
2
O
Anammox (with cell
synthesis)

Planctomycetales
van Dongen
et al.
(2001a)
4+7


4NH
4
+
+ 6O
2
+ 3C+
4HCO
3

-
→ 2N
2
+ 7CO
2
+
10H
2
O
Modified nitrogen
removal
Bacteria
4+
5+
6+
7

4NH
4
+
+ 8O
2
+ 5C +
4HCO
3
-
→ 2N
2
+ 9CO
2

+
10H
2
O

Traditional nitrogen
removal
Bacteria Rittmann
and
McCarty
(2001);
Báo cáo chuyên đề: Xử lý Nitơ trong NRR bằng công nghệ sinh học

Thực hiện: GS. TS. Ngô Kế Xương
21
No. Reaction Process Microorganisms References
Henze et al.
(2002)
4+9
NH
3
+ 0.85O
2
→ 0.11NO
3
-
+0.44N
2
+ 0.14H
+

+
1.43H
2
O
CANON
Nitrifying
bacteria,
Planctomycetales
Sliekers et
al. (2002)

10

NH
4
+
+ 0.75O
2
→ 0.5N
2
+
H
+
+ 1.5H
2
O

OLAND

Nitrosomonas

Verstraete
and Philips
(1998)
11
3NH
4
+
+ 3O
2
+ 3[H] →
1.5N
2
+ 3H
+
+ 6H
2
O
NOx process Nitrosomonas Schmidt et
al. (2003)

Sơ đồ khử N-NH
4
+
bằng các phương pháp sinh học
1. Partial nitrification

2. Partial nitrification (SHARON)






3. Anammox




4. Canon




5. NOx-process





3.6. Khử Nitơ bằng phương pháp ghép Sharon/Anammox
Gần đây hai quá trình SHARON và Anammox được ghép lại để xử lý nước
thải giàu các hợp chất hữu cơ chứa Nitơ và ammonium (hình 5). Trong nước thải,
các hợp chất hữu cơ chứa Nitơ bị phân hủy thành acid amin, các chất này tiếp tục
bị oxy hóa thành các acid hữu cơ và NH
4

+
.
Nồng độ ammonium trong nước thải
Partial
nitrification
Denitrification
NOx-process
Canon
Anammox
SHARON
Denitrification
Anammox
NH
4

(100)
NH
4

(100)
NH
4
/NO
2

(50/50)
NH
4

(100)

NH
4
/NO
2

(50/50)
NH
4
/NO
2

(50/50)
NH
4

(100)
N
2
/NO
3

(90/10)
N
2
/NO
3

(90/10)
N
2

/NO
3

(90/10)
NH
4
/NO
2

(50/50)
N
2
/NO
3

(90/10)
N
2
/NO
3

(09/10)
Báo cáo chuyên đề: Xử lý Nitơ trong NRR bằng công nghệ sinh học

Thực hiện: GS. TS. Ngô Kế Xương
22
sau một lọat quá trình biến đổi thường rất cao (bảng 1), có thể đạt tới 2,0 kg
NH
4
+

/m
3
[Strous et al. 1997]. Việc biến đổi NH
4
+
thành khí N
2
bằng phương pháp
ghép 2 quá trình trên được gọi là quá trình Phản Ammon hóa
(Deammonification) tỏ ra có đầy hứa hẹn đối việc xử lý phần nước nổi giàu
ammonium tràn từ tháp xử lý (Szalkowska). Sở dĩ như vậy vì nó có thể làm giảm
đáng kể tải trọng Nitơ trong điều kiện giảm đáng kể chi phí năng lượng để cung
cấp khí cho quá trình Nitrat hóa hiếu khí và không cần bổ sung thêm bất kỳ nguồn
carbon nào mà lượng bùn sinh ra lạ
i rất ít. Việc áp dụng quá trình 2 bước này
(Nitrit hóa một phần và Anammox) có thể tiến hành từng bước riêng lẻ trong 2
thiết bị hoặc trong cùng một hệ thống. Cả 2 cách đều đã được kiểm chứng trong
phòng thí nghiệm và tại pilot.
Hình 5: Công nghệ SHARON/Anammox ghép với nhà máy xử lý nước thải để xử lý
Nitơ

Do bị oxy hóa hạn chế nên ở bể SHARON chỉ khoảng 50% NH
4
+
của nước thải
Bể lắng
I
NHÀ MÁY XỬ LÝ NƯỚC THẢI
Anoxic
Aerobic

bùn họat tính
Bể lắng
II
Nước ra
Cung cấp C Năng lượng sục khí
Xử lý bùn
- Cô đặc
- Lọai nước
- P
hân

h
ủy

Bùn hồi lưu
SHARON Anammox
Nước ép bùn giàu NH
4
+
Bùn khô
Kiểm sóat pH
Năng lượng sục khí
50% N-NH
4


50% N-NO
2
90% N
2

10% N-NO
3
Nước
vào
XỬ LÝ NƯỚC ÉP BÙN BẰNG CÔNG NGHỆ SHARON/Anammox
- Tỉ lệ NH
4
+
/NO
2
-
tối ưu cho
Anammox là 1:1 quá trình
SHARON tạo ra

- 35
0
C, thời gian lưu bùn ngắn,
- rửa trôi vi khuẩn nitrat,
- ammoniun bị oxy hóa giới hạn ở
nitrit
Báo cáo chuyên đề: Xử lý Nitơ trong NRR bằng công nghệ sinh học

Thực hiện: GS. TS. Ngô Kế Xương
23
đầu vào biến thành NO
2
-
và sau đó ở bể Anammox hiệu quả biến đổi hỗn hợp

NH
4
+
/NO
2
-
(tỷ lệ khỏang 50/50) thành N
2
đạt tới 95%, một lượng nhỏ NH
4
+
còn lại
biến đổi thành NO
3
-
. Xử lý nước thải giàu ammonium bằng hệ ghép
SHARON/Anammox cũng đã được thực nghiệm ở quy mô pilot kỹ thuật. Trong đó
các vòng nhựa có nhiều nếp nhăn là vật mang Biofilm được nhồi vào tháp xử lý của
hệ ghép.
3.7. Khử Nitơ bằng công nghệ Snap
SNAP được ghép từ cụm từ Single-stage Nitrogen removal using Anammox
Partial nitritation. Đó là việc sử dụng quá trình Anammox và Nitrit hóa hạn chế
trong một bể để khử Nitơ
, hiểu theo cách, khác đó là sự kết hợp được giữa 2 nhóm
vi khuẩn Nitrosomonas và anammox trong điều kiện làm sao kiểm sóat được nguồn
oxy cung cấp cho quá trình nitrit hóa mà không ảnh hưởng tới quá trình Anammox,
có nghĩa là không hạn chế sinh trưởng và họat động khử Nitơ của nhóm vi khuẩn
anammox. Như đã đề cập đến, khi 2 nhóm vi khuẩn này sống chung hài hòa và họat
động đồng bộ thì có thể tạo dựng được một công nghệ có khả
năng khử ammonium

với nồng độ rất cao trong nước thải. Ý tưởng này đã được người Nhật mô hình hóa
bằng sơ đồ khối như hình 6 dưới đây:















Hoạt động của mô hình SNAP xảy ra hòan tòan tự động. Việc theo dõi và điều
chỉnh các thông sô môi trường như nhiệt độ, pH, DO được thực hiện bằng chương
Nước vào
Effl
Cấp khí




Tường
phân cách
Sợi rẻo
Acr

y
l

Hình 6. Mô hình SNAP của Kumamoto Univercity, Nhật, 2006
Nước ra