Nghiên cứu ứng dụng Sunfua - Canxi cacbonat composit trong hệ xử lý nitơ hòa tan từ nước thải bằng phương pháp lọc sinh học

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
TRƢỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN




Bùi Phƣơng Thảo



NGHIÊN CỨU ỨNG DỤNG SUNFUA - CANXI CACBONAT COMPOSIT
TRONG HỆ XỬ LÝ NITƠ HÒA TAN
TỪ NƢỚC THẢI BẰNG PHƢƠNG PHÁP LỌC SINH HỌC



LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC



Hà Nội - 2011
ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
TRƢỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN


Bùi Phƣơng Thảo

NGHIÊN CỨU ỨNG DỤNG SUNFUA - CANXI CACBONAT COMPOSIT
TRONG HỆ XỬ LÝ NITƠ HÒA TAN
TỪ NƢỚC THẢI BẰNG PHƢƠNG PHÁP LỌC SINH HỌC

Chuyên ngành: Khoa học Môi trường
Mã số: 60 85 02


LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC


Người hướng dẫn khoa học: TS. Trần Văn Quy

Hà Nội – 2011





Luận văn thạc sĩ Bùi Phương Thảo

Khóa 17-CHMT Trường Đại học Khoa học Tự nhiên

1
MỤC LỤC
MỞ ĐẦU 1
Chƣơng 1 - TỔNG QUAN 10
1.1. Nitơ và chu trình nitơ 10
1.2. Thực trạng ô nhiễm nitơ trong nước thải 14
1.2.1. Nước thải sinh hoạt 14
1.2.2. Nước thải công nghiệp 15
1.2.3. Nguồn thải từ nông nghiệp, chăn nuôi 15
1.2.4. Nước rỉ rác 16

1.3. Tác hại của hợp chất nitơ 17
1.3.1. Tác hại của hợp chất nitơ đối với sức khỏe cộng đồng 17
1.3.2. Tác hại của ô nhiễm nitơ đối với môi trường 18
1.4. Các phương pháp xử lý N trong nước thải 18
1.4.1. Phương pháp cơ học 19
1.4.2. Phương pháp oxy hoá 19
1.4.3. Phương pháp trao đổi ion 20
1.4.4. Phương pháp vi sinh 21
1.5. Phương pháp nitơ hóa bằng vi sinh tự dưỡng có sử dụng vật liệu
composit trên cơ sở lưu huỳnh : đá vôi 21
1.5.1. Nitơ hóa bằng vi sinh tự dưỡng 21
1.5.2. Quá trình khử nitrat và vật liệu composit 23
1.6. Các công trình nghiên cứu nitơ hóa bằng vi sinh vật tự dưỡng 24
Chƣơng 2 - ĐỐI TƢỢNG VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 29
2.1. Đối tượng nghiên cứu 29
2.2. Phương pháp nghiên cứu 29
2.3. Phương pháp thực nghiệm 29
2.3.1 Dụng cụ, thiết bị và hóa chất 29
Luận văn thạc sĩ Bùi Phương Thảo

Khóa 17-CHMT Trường Đại học Khoa học Tự nhiên

2
2.3.2. Phương pháp phân tích 31
2.4. Nghiên cứu các điều kiện tối ưu cho quá trình xử lý 34
2.4.1. Nghiên cứu tỷ lệ thành phần S:CaCO
3
tối ưu cho quá trình khử
nitrat tự dưỡng 35
2.4.2. Nghiên cứu khả năng khử nitrat tự dưỡng của đá SC đối với một

số mẫu bùn thực tế 37
2.4.3. Nghiên cứu ảnh hưởng của kích thước viên composit tới hiệu quả
quá trình khử nitrat tự dưỡng 37
2.4.4. Nghiên cứu ảnh hưởng của kích thước hệ thống tới quá trình khử
nitrat tự dưỡng trên mô hình pilot 37
2.4.5. Thử nghiệm khả năng tách loại đồng thời PO
4
3-
, NH
4
+
, Ca
2+
38
2.5. Ứng dụng với nước thải thực tế (nước thải mạ điện) 39
Chƣơng 3. KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN 40
3.1. Thành phần và tính chất nước thải 40
3.1.1. Thành phần và tính chất nước thải nhân tạo 40
3.1.2. Thành phần và tính chất nước thải mạ điện (nước thải mạ điện của
Công ty Cổ phần Xuân Hòa) 41
3.2. Sản phẩm đá lưu huỳnh - đá vôi Composit và tính chất của đá 41
3.2.1. Khối lượng riêng của đá 43
3.3. Kết quả nghiên cứu các điều kiện tối ưu tới quá trình khử nitrat tự
dưỡng 46
3.3.1. Tỷ lệ thành phần S:CaCO
3
46
3.3.2. Khả năng khử nitrat tự dưỡng của đá SC đối với một số mẫu bùn
thực tế 52
Luận văn thạc sĩ Bùi Phương Thảo

Khóa 17-CHMT Trường Đại học Khoa học Tự nhiên

3
3.3.3. Ảnh hưởng của kích thước viên composit tới hiệu quả quá trình
khử nitrat tự dưỡng 56
3.3.4. Ảnh hưởng của kích thước hệ thống tới quá trình khử nitrat tự
dưỡng trên mô hình pilot 59
3.4.5. Ứng dụng với nước thải thực tế 68
KẾT LUẬN VÀ KHUYẾN NGHỊ 73
TÀI LIỆU THAM KHẢO 76
PHỤ LỤC














Luận văn thạc sĩ Bùi Phương Thảo

Khóa 17-CHMT Trường Đại học Khoa học Tự nhiên

4
DANH MỤC VIẾT TẮT
TCE - Tricloroethylence
HRT - Thời gian lưu (Hydraulic Retentime Time)
SC - Lưu huỳnh - đá vôi composit (Sulfua - Calcium Carbonate Composite)
SEM - Ảnh hiển vi điện tử (Scaning Electron Microscope)
SS - Chất rắn lơ lửng (Suspended Solids)
VSS - Chất rắn lơ lửng bay hơi (Volatile Suspended Solids)
VSV - Vi sinh vật
DANH MỤC BẢNG

Bảng 1.1.
Trạng thái hoá trị của nguyên tố nitơ………………………
4
Bảng 3.1.
Thành phần vi khoáng của nước thải nhân tạo……………….
34
Bảng 3.2.
Thành phần chính của nước thải nhân tạo……………………
34
Bảng 3.3.
Thành phần nước thải mạ điện Xuân Hòa……………………
35
Bảng 3.4.
Khối lượng riêng của từng loại SC
36
Bảng 3.5.
Hằng số động học của quá trình khử nitrat tự dưỡng đối với
từng loại đá SC khác nhau……………………………………
44

Bảng 3.6.
Thông số SS và VSS của các loại bùn
46
Bảng 3.7.
Khả năng xử lý của các loại bùn……………………………
47
Bảng 3.8.
Hằng số động học của quá trình khử nitrat tự dưỡng với các
kích thước viên SC khác nhau……………………………….
50
Bảng 3.9.
Hiệu suất xử lý nitrat của hai hệ liên tục với nước thải nhân
tạo…………………………………………………………….
54
Bảng 3.10.
Hiệu suất xử lý nitrat của hai hệ liên tục với nước thải mạ
điện…………………………………………………………
62
Luận văn thạc sĩ Bùi Phương Thảo

Khóa 17-CHMT Trường Đại học Khoa học Tự nhiên

5

DANH MỤC HÌNH
Hình 1.1.
Chu trình nitơ trong tự nhiên
5
Hình 1.2.
Chu trình biến đổi các hợp chất nitơ

7
Hình 2.1.
Hệ xử lý nước thải đệm vi sinh ngược dòng
28
Hình 2.2.
Hệ thí nghiệm liên tục
29
Hình 2.3.
Hệ thí nghiệm gián đoạn………………………………….
30
Hình 2.4.
Cột sinh học trong hệ thí nghiệm mô hình pilot
32
Hình 3.1.
Những sản phẩm SC chế tạo được………………………
36
Hình 3.2.
Biến thiên pH của 3 loại đá SC theo thời gian…………….
37
Hình 3.3.
Biến thiên pH của 3 loại đá SC qua các HRT khác nhau….
37
Hình 3.4.
Biến thiên độ cứng của 3 loại đá SC qua các HRT khác
nhau………………………………………………………….
38
Hình 3.5.
Biến thiên độ cứng của 3 loại đá SC theo các HRT khác
nhau trên các đồ thị………………………………………
39

Hình 3.6.
Biến thiên pH của các hệ liên tục với ba loại đá SC theo
thời gian……………………………………………………
40
Hình 3.7.
Biến thiên NH
4
+
-N của các hệ liên tục với ba loại đá SC
theo thời gian………………………………………………
41
Hình 3.8.
Biến thiên NO
2
-
-N của các hệ liên tục với ba loại đá SC
theo thời gian……………………………………………….
42
Hình 3.9.
Biến thiên NO
3
-
-N của các hệ liên tục với ba loại đá SC
theo thời gian………………………………………………
43
Hình 3.10.
Đá SC trước khi thí nghiệm…………………………………
45
Hình 3.11.
Đá SC sau khi thí nghiệm………………………………….

45
Hình 3.12.
Đồ thị biến thiên giá trị NO
3
-
-N của các hệ gián đoạn theo
48
Luận văn thạc sĩ Bùi Phương Thảo

Khóa 17-CHMT Trường Đại học Khoa học Tự nhiên

6
thời gian đối với ba loại bùn………………………………
Hình 3.13.
Đồ thị biến thiên giá trị NO
3
-
-N của các hệ gián đoạn theo
thời gian với các kích thước viên SC khác nhau…………
49
Hình 3.14.
Đồ thị biến thiên giá trị SO
4
2-
của các hệ gián đoạn theo thời
gian với các kích thước viên SC khác nhau……………….
51
Hình 3.15.
Sơ đồ hệ xử lý liên tục…………………………………….
52

Hình 3.16.
Đồ thị biến thiên giá trị pH của hai hệ liên tục mô hình pilot
theo thời gian ……………………………………………
53
Hình 3.17.
Đồ thị biến thiên nồng độ NO
3
-
của hai hệ liên tục mô hình
pilot theo thời gian …………………………………………
54
Hình 3.18.
Hiệu suất xử lý của 2 hệ liên tục với nước thải nhân tạo…
55
Hình 3.19.
Ảnh SEM đá SC trước và sau thí nghiệm………………
57
Hình 3.20.
Đồ thị biến thiên độ cứng của hai hệ liên tục mô hìnhpilot
theo thời gian……………………………………………….
58
Hình 3.21.
Đồ thị biến thiên của hệ 1- liên tục quy mô pilot
theo thời gian……………………………………………
59
Hình 3.22.
Đồ thị biến thiên của hệ 2- liên tục quy mô pilot
theo thời gian……………………………………………
60
Hình 3.23.

Đồ thị biến thiên giá trị pH của hai hệ liên tục quy mô pilot
với nước thải mạ điện theo thời gian ………………………
61
Hình 3.24.
Biến thiên nồng độ nitrat trong hệ thí nghiệm
với nước thải mạ điện……………………………………
62
Hình 3.25.
Hiệu suất xử lý của 2 hệ với nước thải mạ điện………….
63
Hình 3.26.
Biến thiên sản phẩm sunphat trong 2 hệ với nước thải mạ
điện…………………………………………………………
65


Luận văn thạc sĩ Bùi Phương Thảo

Khóa 17-CHMT Trường Đại học Khoa học Tự nhiên

7
MỞ ĐẦU
Quá trình công nghiệp hóa, hiện đại hóa ở Việt Nam đã và đang diễn ra
với tốc độ nhanh chóng. Sự phát triển công nghiệp và cả nông nghiệp góp
phần thúc đẩy tốc độ tăng trưởng của nền kinh tế quốc dân. Nhưng, sự phát
triển đó cũng tạo ra những thách thức đối với vấn đề bảo vệ môi trường. Đặc
biệt, ô nhiễm nước đang ở mức báo động. Trong đó, nước thải giàu N rất
phong phú như nước thải sinh hoạt; nước thải từ các ngành công nghiệp như
mạ, chế biến thủy sản; nước thải từ nông nghiệp như chăn nuôi và cả nước
rác. Nước thải chứa nhiều nitơ hòa tan (nitơ hữu cơ, amoni, nitrit, nitrat) và P

sẽ gây ra hiện tượng phú dưỡng (khi nước có hàm lượng nitơ lớn hơn 30-60
mg/l, phôtpho lớn hơn 4-8 mg/l). Phú dưỡng là sự gia tăng lượng nitơ và
phôtpho trong nguồn nước ở các thuỷ vực, gây ra sự bùng phát các thực vật
bậc thấp (tảo, rong,…). Vì vậy, tuy các hợp chất nitơ và phôtpho là hết sức
cần thiết cho sự sinh trưởng của các sinh vật thuỷ sinh, nhưng khi hàm lượng
các chất này vượt quá tiêu chuẩn cho phép thì nó lại gây ô nhiễm cho nguồn
nước. Quá trình quang hợp và hô hấp của các thực vật gây ra sự dao động lớn
lượng ôxi hoà tan và pH trong nước. Kết quả là tạo ra những biến đổi lớn
trong hệ sinh thái thuỷ sinh, giảm đa dạng các sinh vật sống trong nước đặc
biệt là cá, nước có màu đen, mùi khai, thối,…Do đó, việc xử lý nitơ, phôtpho
trong nước thải là công việc hết sức cần thiết [3]. Trong các hợp chất chứa N,
amoni không trực tiếp gây độc cho con người nhưng sản phẩm chuyển hóa từ
amoni là nitrit và nitrat là các chất gây độc (nitrat tạo ra chứng thiếu vitamin
và có thể kết hợp với các amin để tạo nên những nitrosamine là nguyên nhân
gây ung thư ở người cao tuổi, gây bệnh xanh xao ở trẻ nhỏ. Sau khi vào cơ
thể, nitrat có thể chuyển hóa nhanh thành nitrit nhờ vi khuẩn đường ruột.
Nitrit đối với sức khỏe con người còn nguy hiểm hơn nitrat vì nó có khả năng
tác dụng với các amin hay alkyl cacbonat trong cơ thể người tạo thành hợp
Luận văn thạc sĩ Bùi Phương Thảo

Khóa 17-CHMT Trường Đại học Khoa học Tự nhiên

8
chất gây ung thư). Vì vậy, việc xử lý các hợp chất nitơ trong nước thải đang
rất được quan tâm trong công nghệ xử lý nước. Một phương pháp hiện nay
được áp dụng rộng rãi là phương pháp sử dụng vi sinh, bởi chi phí xử lý thấp
hơn và thân thiện với môi trường. Phương pháp truyền thống là sử dụng vi
khuẩn dị dưỡng để oxi hóa hợp chất nitơ đến hợp chất cuối cùng là khí nitơ,
gồm 2 giai đoạn: oxy hóa amoni thành nitrat và khử nitrat về nitơ. Tuy nhiên,
phương pháp xử lý bằng vi sinh truyền thống lại có một số vấn đề như khi sử

dụng phương pháp này cần cung cấp thêm chất hữu cơ (như metanol) đầy đủ
cho quá trình oxy hóa nitrat thì quá trình xử lý mới đạt hiệu quả. Đây là
nguyên nhân làm tăng chi phí cho quá trình xử lý. Thứ hai là, vi khuẩn dị
dưỡng phát triển rất nhanh, nên tạo ra khối lượng bùn lớn cần xử lý. Để khắc
phục điều này, người ta thay thế chủng vi sinh dị dưỡng bằng chủng vi sinh tự
dưỡng và cung cấp thêm chất khử. Phương pháp này giải quyết được các
nhược điểm của phương pháp xử lý vi sinh truyền thống.
Chính vì vậy, để góp phần nâng cao hiệu quả xử lý nitơ trong hệ thống
xử lý nước thải, đã lựa chọn đề tài "Nghiên cứu quá trình ứng dụng sulfur -
calcium carbonate composit trong hệ xử lý nitơ hòa tan từ nước thải bằng
phương pháp lọc sinh học", nhằm tìm ra được các điều kiện tối ưu của việc
xử lý các hợp chất nitơ hòa tan bằng phương pháp lọc sinh học khi sử dụng
Sunfua-Canxi Cacbonat Composit làm vật liệu nền. Các nội dung nghiên cứu
bao gồm:
 Nghiên cứu tỷ lệ thành phần S:CaCO
3
tối ưu cho quá trình khử nitrat tự
dưỡng;
 Nghiên cứu khả năng khử nitrat tự dưỡng của đá SC đối với một số
mẫu bùn thực tế;
 Nghiên cứu ảnh hưởng của kích thước viên composit tới hiệu quả quá
trình khử nitrat tự dưỡng;
Luận văn thạc sĩ Bùi Phương Thảo

Khóa 17-CHMT Trường Đại học Khoa học Tự nhiên

9
 Nghiên cứu ảnh hưởng của chiều cao lớp vật liệu nền tới quá trình khử
nitrat tự dưỡng trên mô hình pilot;
 Thử nghiệm khả năng tách loại đồng thời Ca

2+
, NH
4
+
, PO
4
3-
;
 Thử nghiệm với nước thải thực tế.
















Luận văn thạc sĩ Bùi Phương Thảo

Khóa 17-CHMT Trường Đại học Khoa học Tự nhiên

10

Chƣơng 1 - TỔNG QUAN
1.1. Nitơ và chu trình nitơ
Nitơ là thành phần của mọi cơ thể sống, quan trọng nhất là các protein.
Đồng thời, nitơ cũng tồn tại ở rất nhiều dạng hợp chất vô cơ, hữu cơ nhân tạo
cũng như tự nhiên.
Nguyên tố nitơ có thể tồn tại ở bảy trạng thái ôxi hoá, từ dạng khử (N
-3
)
là amoniac (NH
3
) đến dạng ôxi hoá cao nhất (N
+5
) là nitrat (NO
3
-
). Bảng 1.1
thể hiện các trạng thái hoá trị của nguyên tố nitơ và hợp chất hoá học đại diện
cho trạng thái hoá trị đó.
Bảng 1.1 Trạng thái hoá trị của nguyên tố nitơ
Hợp chất
Công thức hóa học
Hóa trị
Amoni/amoniac
NH
4
+
/NH
3

-3

Khí nitơ
N
2

0
Đinitơ oxit
N
2
O
+1
Nitơ oxit
NO
+2
Nitrit
NO
2
-

+3
Nitơ đioxit
NO
2
+4
Nitrat
NO
3
-

+5

Trong môi trường nước tự nhiên, các hợp chất của nitơ như amoniac,
hợp chất hữu cơ chứa nitơ, khí nitơ, nitrat và nitrit có nồng độ không đáng kể.
Tuy vậy, chúng là nguồn nitơ cho phần lớn sinh vật trong đất và nước. Vi sinh
vật sử dụng nguồn nitơ kể trên vào tổng hợp axit amin, protein, tế bào và
chuyển hoá năng lượng. Trong các quá trình đó, hợp chất nitơ thay đổi hoá trị
và chuyển hoá thành các hợp chất hoá học khác.




Luận văn thạc sĩ Bùi Phương Thảo

Khóa 17-CHMT Trường Đại học Khoa học Tự nhiên

11





Khử nitrat

Hình 1.1 Chu trình nitơ trong tự nhiên
Trong tự nhiên, nitơ tồn tại ở nhiều dạng hợp chất hóa học, tham gia và
chuyển hóa trong nhiều quá trình như mô tả trên Hình 1.1, quan trọng hơn cả
là sự chuyển hóa giữa các dạng hợp chất vô cơ và hữu cơ chứa nitơ. Trong
môi trường hiếu khí, thực vật chết và protein động vật bị vi sinh vật phân hủy,
thải ra amoniac và amoniac tiếp tục bị ôxi hóa thành nitrit, nitrat. Nitrat,
amoniac từ phân hủy hiếu khí và nitơ không khí nhờ quá trình cố định đạm
tham gia xây dựng tế bào thực vật, vi sinh vật dưới dạng các hợp chất hữu cơ.
Chất hữu cơ chứa nitơ trong tế bào thực vật, vi sinh vật được động vật tiêu thụ
để sản xuất protein. Đó là chu trình nitơ tổng thể. Mặc dù số loài vi sinh vật
cố định đạm từ khí không nhiều nhưng chúng có vai trò khá quan trọng trong
chu trình nitơ tự nhiên.
Nitơ phân tử N
2

N-Protein thực vật
N-Protein động vật

vật
Amôn hóa
NH
4
+
hoặc NH
3

+ O
2

Nitrit hoá
NO
2
-

NO
3
-

Nitrat hoá
+ O
2


Cố định nitơ
Luận văn thạc sĩ Bùi Phương Thảo

Khóa 17-CHMT Trường Đại học Khoa học Tự nhiên

12
Trong môi trường nước thải sự chuyển hóa của hợp chất nitơ có những
nét đặc trưng riêng.
Hợp chất nitơ ít có sẵn trong nguồn nước, chủ yếu là do chất thải từ các
hoạt động của con người dưới dạng hợp chất hữu cơ chứa nitơ (axit amin,
protein, urin ) các chất này dễ dàng bị thủy phân (phản ứng với nước) tạo
thành amoni/amoniac (NH
4
+
/NH

3
).
Trong điều kiện nước chảy, amoni sẽ chuyển hóa hoặc dịch chuyển
theo một trong ba phương thức:
1) Đóng vai trò chất dinh dưỡng cho tảo và các loại thủy thực vật có rễ để
tạo ra sinh khối (tác dụng như phân N);
2) Bay hơi vào không khí dưới dạng khí amoniac. Mức độ bay hơi trước
hết phụ thuộc vào pH của môi trường. Amoniac là một bazơ yếu có pK
b

bằng 9,25 nghĩa là tại pH = 9,25 thì 50% nồng độ N tồn tại ở dạng
trung hòa (NH
3
) có khả năng bay hơi còn 50% tồn tại ở dạng ion amoni
(NH
4
+
) không bay hơi. Tại pH = 7,2 tỉ lệ nồng độ giữa dạng ion và
trung hòa là 100/1, ngược lại tại pH = 11,25 thì tỉ lệ trên là 1/100. pH
cao là điều kiện cần để amoniac trong nước tồn tại ở dạng bay hơi. Sục
khí và nhiệt độ cao thúc đẩy amoniac bay hơi (giải hấp thụ) – đây là cơ
sở khoa học của phương pháp xử lí amoni trong nước thải bằng kỹ
thuật sục khí;
Sự có mặt của N-amoni (NH
4
+
) trong nước gây ra nhu cầu tiêu thụ DO
(nitrogeneous oxygen demand, NOD), tức là lượng oxi cần thiết để oxi hóa
amoni thành nitrit (nhờ vi khuẩn Nitrosomonas) và tiếp tục thành nitrat (nhờ
vi khuẩn Nitrobacter). Để oxi hóa 1 g amoni cần 4,5 g ôxi. Quá trình ôxi hóa

amoni phụ thuộc trực tiếp vào mật độ của chủng Nitrifier và nồng độ oxi tan
trong nước. Trong các dòng chảy (sông, suối, mương ) có lớp nước nông,
quá trình ôxi hóa diễn ra mạnh hơn so với các nguồn nước tĩnh, sâu. Trong
Luận văn thạc sĩ Bùi Phương Thảo

Khóa 17-CHMT Trường Đại học Khoa học Tự nhiên

13
các nguồn nước tĩnh (ao, hồ ), sự biến động của hợp chất nitơ luôn liên quan
đến tảo và gây ra hiện tượng phú dưỡng. Amoni và nitrat được tảo, thực vật
hấp thụ tạo thành protein, khi chết lại bị phân hủy thành amoni.
Trong quá trình xử lý hợp chất nitơ trong nước thải, sự biến đổi của
hợp chất nitơ theo chu trình mô tả trên Hình 1.2.

Hình 1.2 Chu trình biến đổi các hợp chất nitơ
Ôxi hoá (+ O
2
)
Khử nitrat (+ HC)
Cố định nitơ/sinh chuyển hoá
Anammox (NO
2
-
+ NH
4
+
)
Vi sinh vật sử dụng N-amoni để xây dựng tế bào, một phần tế bào bị
chết (phân hủy nội sinh) thải ra amoni và một phần tạo ra lượng sinh khối
thực. Loại vi sinh tự dưỡng thực hiện phản ứng ôxi hóa amoni với oxi để sản
N
2
H
4
N
2
NH
4
+
NO
2
-
NH
2

OH
NO
3
-
N
2
O
NO
Org-N
Luận văn thạc sĩ Bùi Phương Thảo

Khóa 17-CHMT Trường Đại học Khoa học Tự nhiên

14
xuất năng lượng cho mục đích hoạt động sống, sinh trưởng và phát triển. Quá
trình ôxi hóa tới nitrit và nitrat gọi là quá trình nitrat hóa. Quá trình ngược lại
là khử nitrit và nitrat bằng chất hữu cơ (chất cho điện tử) tới khí nitơ được
thực hiện nhờ các chủng vi sinh tùy nghi, dị dưỡng - Denitrifier. Khí nitơ là
sản phẩm cuối của quá trình xử lý nitơ bằng phương pháp sinh học [1,4].
1.2. Thực trạng ô nhiễm nitơ trong nƣớc thải
Nước là yếu tố chủ yếu của hệ sinh thái, là nhu cầu cơ bản của mọi sự
sống trên Trái đất và cần thiết cho các hoạt động kinh tế - xã hội của con
người. Cùng với các dạng tài nguyên khác, tài nguyên nước là một trong bốn
nguồn lực cơ bản để phát triển kinh tế - xã hội.
Nước là một trong những nhân tố quyết định chất lượng môi trường
sống của con người. Ở đâu có nước ở đó có sự sống, vì vậy vấn đề ô nhiễm
nước đã và đang là mối quan tâm của mọi người.
Mặc dù lượng nước trên Trái đất là rất lớn, song lượng nước ngọt cho
phép con người sử dụng chỉ chiếm một phần rất nhỏ (dưới 1/100.000). Hơn
nữa, sự phân bố nước ngọt lại không đều theo thời gian và không gian càng

khiến cho nước trở thành một dạng tài nguyên đặc biệt, cần phải được bảo vệ
và sử dụng hợp lý.
Nguy cơ ô nhiễm nước hiện nay đang diễn ra theo quy mô toàn cầu. Sự
ô nhiễm nước có thể có nguồn gốc tự nhiên hay nhân tạo, tùy thuộc vào địa
hình và điều kiện xung quanh mà mức độ ô nhiễm và thành phần ô nhiễm các
nguồn nước khác nhau.
Một trong những vấn đề ô nhiễm nước chính là ô nhiễm N. Lượng
nước thải giàu N thải ra môi trường ngày càng nhiều, chủ yếu từ các nguồn
thải sau:

1.2.1. Nước thải sinh hoạt
Luận văn thạc sĩ Bùi Phương Thảo

Khóa 17-CHMT Trường Đại học Khoa học Tự nhiên

15
Thành phần nitơ trong thức ăn của người và động vật nói chung chỉ
được cơ thể hấp thu một phần, phần còn lại được thải ra dưới dạng chất rắn
(phân) và các chất bài tiết khác (nước tiểu, mồ hôi). Hợp chất nitơ trong nước
thải sinh hoạt là các hợp chất amoniac, protein, peptid, axit amin, amin cũng
như các thành phần khác trong chất thải rắn và lỏng. Mỗi người hàng ngày
tiêu thụ 5 - 16 g nitơ dưới dạng protein và thải ra khoảng 30% trong số đó.
Các hợp chất chứa nitơ, đặc biệt là protein, và urin trong nước tiểu bị thuỷ
phân rất nhanh tạo thành amoni/amoniac (NH
4
+
/NH
3
).
Trong nước thải sinh hoạt, nitrat và nitrit có hàm lượng rất thấp do

lượng ôxi hoà tan và mật độ vi sinh tự dưỡng (tập đoàn vi sinh có khả năng
oxy hoá amoni) thấp. Thành phần amoni chiếm 60 - 80% hàm lượng nitơ tổng
trong nước thải sinh hoạt [1].
1.2.2. Nước thải công nghiệp
Ô nhiễm do hợp chất nitơ từ sản xuất công nghiệp liên quan chủ yếu tới
chế biến thực phẩm, sản xuất phân bón hay trong một số ngành nghề đặc biệt
như chế biến mủ cao su, chế biến tơ tằm, thuộc da, mạ điện.
Nồng độ hợp chất nitơ trong nước thải công nghiệp biến động rất mạnh,
không chỉ theo mùa vụ mà cả trong từng ngày, nhất là đối với các cơ sở chế
biến thực phẩm sản xuất đồng thời nhiều loại sản phẩm. Do vậy, các số liệu
phân tích về ô nhiễm nói chung hay về nitơ nói riêng chỉ mang tính chất khái
quát, không thể sử dụng trực tiếp làm số liệu cho tính toán thiết kế hệ thống
xử lý. Để có số liệu thiết kế, cách duy nhất cần thực hiện là đánh giá tại chỗ,
thu thập số liệu mang tính đại diện [1].
1.2.3. Nguồn thải từ nông nghiệp, chăn nuôi
Canh tác nông nghiệp về nguyên tắc phải bón phân đạm và lân cho cây
trồng vì các yếu tố trên thiếu trong đất trồng trọt. Trong rất nhiều trường hợp,
người ta còn sử dụng nguồn nước thải để tưới nhằm tận dụng lượng hợp chất
Luận văn thạc sĩ Bùi Phương Thảo

Khóa 17-CHMT Trường Đại học Khoa học Tự nhiên

16
nitơ trong đó để làm phân bón cho cây trồng. Tuy nhiên, lượng phân bón mà
cây trồng không hấp thu được do nhiều nguyên nhân: phân huỷ, rửa trôi (phân
đạm urê, phân lân, phân tổng hợp NPK) hoặc do tạo thành dạng không tan,
nhất thời cây trồng không thể hấp thu đối với phân lân. Có số liệu cho thấy
phân urê khi bón cho lúa nước có thể bị mất mát tới 30 - 40% do bị rửa trôi,
thấm vào đất hay bị phân huỷ ngoài môi trường.
Nguồn nước thải phát sinh do chăn nuôi gia cầm, gia súc có lưu lượng

nhỏ hơn so với nước sinh hoạt, chủ yếu là nước tắm rửa và vệ sinh chuồng
trại. Nước thải từ chuồng trại chăn nuôi chứa một lượng chất rắn không tan
lớn: phân, rác rưởi, bùn đất, thức ăn thừa rơi vãi, các hợp chất hữu cơ chứa
nitơ, phôtpho được chiết ra từ các chất thải rắn khi gặp nước. Nồng độ các tạp
chất trong nước thải chuồng trại cao hơn từ 50 - 150 lần so với mức độ ô
nhiễm của nước thải đô thị, nồng độ hợp chất nitơ (TKN) nằm trong khoảng
1.500 - 15.200 mg N/L [1].
1.2.4. Nước rỉ rác
Rác thải sinh hoạt từ các đô thị, thành phố có khối lượng khá lớn. Tại
các thành phố lớn ở Việt Nam, lượng rác thải bình quân tính theo đầu người là
0,6 - 0,8 kg/người/ngày. Thành phần chủ yếu của rác thải là chất hữu cơ (rau,
quả, thực vật ) nhưng một lượng đáng kể các tạp chất vô cơ: gạch, sợi, xỉ
than, sành, sứ, thuỷ tinh và đặc biệt là polyme phế thải (bao bì) cũng thường
có mặt.
Rác được chôn lấp trong các bãi không được che phủ với diện tích khá
lớn, ví dụ bãi rác Nam Sơn, Sóc Sơn, Hà Nội có diện tích tới 83 ha. Các bãi
chôn lấp rác phát sinh một lượng lớn nước thải do nước mưa, nước ngầm
hoặc nước bề mặt thấm vào và chính do độ ẩm của rác thải.
Amoniac chiếm 70 - 80% của tổng nitơ và dao động trong khoảng lớn,
từ 40 mg/l đến 1.600 mg/l tuỳ thuộc vào thời điểm và vị trí lấy mẫu.
Luận văn thạc sĩ Bùi Phương Thảo

Khóa 17-CHMT Trường Đại học Khoa học Tự nhiên

17
So với các loại nước thải khác, độ dao động của các đặc trưng ô nhiễm
rất lớn do điều kiện thời tiết và mức độ phân huỷ tại thời điểm đánh giá [1].
1.3. Tác hại của hợp chất nitơ
Các hợp chất nitơ khi ở liều lượng thích hợp là các hợp chất dinh
dưỡng cần thiết của cây trồng, thực vật, thủy sinh vật. Nếu thiếu các hợp chất

này, cây và thủy sinh vật sẽ phát triển chậm. Tuy nhiên, nếu các hợp chất này
có hàm lượng lớn, vượt quá ngưỡng cho phép sẽ gây ra tác hại. Những tác hại
này thể hiện trên hai mặt cơ bản: tác hại đối với sức khỏe cộng đồng và tác
hại đối với môi trường.
1.3.1. Tác hại của hợp chất nitơ đối với sức khỏe cộng đồng
Đối với sức khoẻ, nitơ tồn tại trong nước thải có thể gây hiệu ứng về
môi trường. Sự có mặt của nitơ trong nước thải có thể gây ra nhiều ảnh hưởng
xấu đến hệ sinh thái và sức khoẻ cộng đồng. Nước thải chứa nhiều amoniac
có thể gây độc cho cá và hệ động vật thuỷ sinh, làm giảm lượng ôxi hoà tan
trong nước. Khi hàm lượng nitơ trong nước cao cộng thêm hàm lượng
phôtpho có thể gây phú dưỡng nguồn tiếp nhận làm nước có màu và mùi khó
chịu, đặc biệt là lượng ôxi hoà tan trong nước giảm mạnh gây ngạt cho cá và
hệ sinh vật trong hồ.
Khi xử lý không tốt hợp chất nitơ trong nước thải, hợp chất nitơ có thể
đi vào trong chuỗi thức ăn hay trong nước cấp và 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. 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 ôxi hoá
Luận văn thạc sĩ Bùi Phương Thảo

Khóa 17-CHMT Trường Đại học Khoa học Tự nhiên

18
sắt (II) ngăn cản quá trình hình thành Hb làm giảm lượng oxi trong máu có
thể gây ngạt, nôn; khi nồng độ cao có thể dẫn đến tử vong [1,8].
1.3.2. 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 ôxi 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 NH
4
+
, H
2
S, CO
2
, CH
4
tiêu diệt nhiều loại
sinh vật có ích trong nước. Hiện tượng đó gọi là phú dưỡng nguồn nước. Hiện
nay, phú dưỡng thường gặp trong các hồ đô thị, các sông và kênh dẫn nước
thải. Đặc biệt là tại khu vực Hà Nội, sông Sét, sông Lừ, sông Tô Lịch đều có
màu xanh đen hoặc đen, có mùi hôi thối do thoát khí H
2
S. Hiện tượng này tác
động tiêu cực tới hoạt động sống của dân cư đô thị, làm biến đổi hệ sinh thái
của nước hồ, tăng thêm mức độ ô nhiễm không khí của khu dân cư [1,8].
1.4. Các phƣơng pháp xử lý N trong nƣớc thải
Trong nước thải, ô nhiễm nitơ hòa tan tồn tại ở dạng vô cơ như amoni,
nitrit, nitrat. Dạng amoni là chủ yếu.
Nhiều phương pháp xử lý nitơ trong nước thải đã được nghiên cứu và
đưa vào vận hành, trong đó có cả các phương pháp hoá học, sinh học, vật lý
Nhưng phần lớn chúng đều chưa đưa ra được một mô hình xử lý nitơ chuẩn
để có thể áp dụng trên một phạm vi rộng.
Có bốn phương pháp xử lý amoni trong nước đang được ứng dụng hiện

nay là phương pháp cơ học (phương pháp thổi khí), phương pháp oxy hoá
(phương pháp clo hoá tại điểm gẫy), phương pháp vi sinh, và phương pháp
trao đổi ion.


Luận văn thạc sĩ Bùi Phương Thảo

Khóa 17-CHMT Trường Đại học Khoa học Tự nhiên

19
1.4.1. Phương pháp cơ học
Nguyên tắc của phương pháp này là giải hấp thụ amoni. Trong môi
trường nước, amoni có thể tồn tại ở dạng trung hoà NH
3
hoặc dạng ion NH
4
+
.
Tỉ lệ NH
3
/NH
4
+
trong nước phụ thuộc vào giá trị pH và nhiệt độ của nước.
Điểm pK
a
của chúng là 9,3. Tại pH = 7 thì NH
4
+
chiếm xấp xỉ 100% và tại pH

= 11 thì NH
3
chiếm xấp xỉ 100%. Nước mặt thông thường có pH = 5-9 nên
dạng tồn tại chủ yếu là NH
4
+
. Mặt khác, ở dạng tồn tại NH
3
có khả năng bốc
hơi. Do đó, sục khí trong điều kiện pH cao từ 11-12 là một cách loại bỏ amoni
ở nồng độ cao. Trước tiên, phải tăng pH của dung dịch sau đó sục khí với lưu
lượng khí khoảng 3.000 m
3
khí/m
3
nước ở 25
o
C [1, 15].
1.4.2. Phương pháp oxi hoá
Clo và các hợp chất clo như clo đioxit, NaOCl, Ca(OCl)
2
, các hợp chất
cloamin đều có khả năng oxy hoá amoni thành các sản phẩm nitrit, nitrat hoặc
N
2
. Trong môi trường nước, clo và các hợp chất clo trên đều tạo ra ion ClO
-
.
Clo trong ion ClO
-

có số oxi hoá +1, còn được gọi là clo hoạt tính sẽ phản ứng
với amoni [4]. Tuỳ thuộc vào tỷ lệ giữa clo và amoni mà tạo ra các sản phẩm
khác nhau do phản ứng xảy ra theo từng bậc:
NH
4
+
+ HOCl → NH
2
Cl + H
2
O + H
+

NH
2
Cl + HOCl → NHCl
2
+ H
2
O
NHCl
2
+ HOCl → NCl
3
+ H
2
O
Nếu Cl/NH
3
< 4 theo nồng độ khối lượng, sản phẩm chủ yếu là

monocloamin. Nếu Cl/NH
3
> 4 thì tạo ra các sản phẩm là đicloamin và
tricloamin. Khi Cl/NH
3
đạt giá trị 7,6 thì N
2
được tạo thành:
2NH
4
+
+ 3HOCl → N
2
+ 5Cl
-
+ 3H
2
O
Khi tỉ lệ đó vượt quá 7,6 thì toàn bộ các dạng cloamin đều bị chuyển
hoá hết. Clo nằm trong các hợp chất cloamin được gọi là clo liên kết. Lượng
Luận văn thạc sĩ Bùi Phương Thảo

Khóa 17-CHMT Trường Đại học Khoa học Tự nhiên

20
clo dư sẽ tồn tại ở dạng tự do. Tại điểm gãy, điểm nằm giữa dạng clo tự do và
dạng clo liên kết, amoni sẽ chuyển hoá thành nitơ.
Trong thực tế để chuyển hoá 1g NH
4
+

thành khí N
2
phải cần tới 8 – 10g
clo. Phản ứng clo hoá xảy ra nhanh nhưng do lượng clo sử dụng rất lớn nên
nước sau đó có mùi khó chịu và nếu trong nước có chất hữu cơ thì sẽ xảy ra
các phản ứng phụ hình thành hợp chất cơ-clo. Đây là chất có tiềm năng gây
ung thư và là một trong những chất khó xử lý kể cả phương pháp hấp phụ
bằng than hoạt tính.
Vì vậy phương pháp loại bỏ amoni qua phản ứng clo hoá tại điểm gãy
chỉ có thể sử dụng khi nước cần xử lý chứa ít hữu cơ và hàm lượng amoni
thấp.
1.4.3. Phương pháp trao đổi ion
Trao đổi ion là phương pháp sử dụng trực tiếp các chất trao đổi ion để
tách ion NH
4
+
ra khỏi môi trường nước theo phản ứng:
R-Na + NH
4
+
→ R-NH
4
+ Na
+

Giống như mọi quá trình trao đổi ion, amoniac chỉ có thể trao đổi khi
tồn tại ở dạng NH
4
+
và tuân theo qui luật trao đổi ion. Khi chất trao đổi ion đã

bão hoà amoni thì có thể sử dụng lại bằng cách tái sinh, tức là đưa nó về dạng
ban đầu bằng cách cho tiếp lại với dung dịch NaCl. Chất trao đổi ion có độ
chọn lọc cao với amoni là zeolit, đặc biệt là clinoptilolit có dung lượng trao
đổi ion 1,0 - 2,7 đl/kg, tương ứng với 14 - 32 g NH
4
+
/kg. Tuy vậy, dung lượng
hoạt động của nó trong thực tiễn ít khi vượt quá 50% của dung lượng tổng,
thường là 1 - 7 g/kg do khi gần bão hoà amoni lại bị chiết ra ngoài dung dịch.
Khả năng sử dụng loại zeolit này vẫn chưa thể áp dụng nhiều trong thực tiễn
do chưa tìm được các phương pháp tái sinh thích hợp. Ở nhiều quốc gia do có
nhiều nguồn zeolit tự nhiên, giá thành rẻ có thể sử dụng để xử lý amoni [15].
Sử dụng phương pháp trao đổi ion để xử lý nước thải bậc 3 ít thích hợp vì
Luận văn thạc sĩ Bùi Phương Thảo

Khóa 17-CHMT Trường Đại học Khoa học Tự nhiên

21
trong nước thải còn chứa nhiều hóa chất, vi sinh vật có khả năng phá hủy chất
trao đổi ion [4].
1.4.4. Phương pháp vi sinh
Phương pháp vi sinh là phương pháp khá thông dụng xử lý amoni trong
nước thải. Phương pháp xử lý truyền thống bao gồm hai giai đoạn: oxi hóa
amoni thành nitrat và khử nitrat thành khí nitơ.
Oxy hóa amoni thành nitrat trải qua hai giai đoạn nhờ các chủng loại vi
sinh tự dưỡng sử dụng nguồn cacbon vô cơ (bicacbonat), amoni, phôtphat để
xây dựng tế bào. Để có năng lượng duy trì các loại vi sinh tự dưỡng tiến hành
oxi hóa amoni thành nitrat (Nitrosomonas) và oxi hóa nitrit thành nitrat
(Nitrobacter) theo các phản ứng:
NH

4
+
+ 1,5 O
2


NO
2
-
+ 2H
+
+ H
2
O
NO
2
-
+ 0,5 O
2


NO
3
-

Để oxy hóa 1 mol NH
4
+
cần 2 mol O
2

và sinh ra 2 mol H
+
nên ngoài nguồn
cacbon vô cơ, chúng cần được cung cấp O
2
và kiềm với mức 4,57 g O
2
, 7,14 g
kiềm CaCO
3
/g NH
4
+
được oxy hóa. Khử nitrat thành khí nitơ được thực hiện
nhờ loại vi sinh dị dưỡng sử dụng cacbon hữu cơ trong điều kiện không có
mặt O
2
theo phản ứng:
NO
3
-
+ chất hữu cơ

N
2
+ CO
2
+ H
2
O + OH

-

OH
-
+ CO
2


HCO
3
-

Để khử 1 g nitrat cần 2,2 - 10,2 g COD và sinh ra 3,75 mg kiềm CaCO
3
/l.
Phương pháp vi sinh là phương pháp xử lý tiên tiến, có hiệu quả và đã được
tiêu chuẩn hóa để xử lý amoni trong nước thải.
1.5. Phƣơng pháp nitơ hóa bằng vi sinh tự dƣỡng có sử dụng vật liệu
composit trên cơ sở lƣu huỳnh : đá vôi
1.5.1. Nitơ hóa bằng vi sinh tự dưỡng
Luận văn thạc sĩ Bùi Phương Thảo

Khóa 17-CHMT Trường Đại học Khoa học Tự nhiên

22
Phương pháp này dựa vào đặc điểm của vi khuẩn tự dưỡng
(autotrophic denitrification) khác so với vi khuẩn dị dưỡng (herototrophic
denitrification). Trước hết, vi khuẩn tự dưỡng không cần nguồn cacbon hữu
cơ (như metanol, etanol) mà chỉ cần nguồn cacbon có sẵn và rẻ tiền. Hơn nữa,
vi khuẩn tự dưỡng là chủng vi sinh vật phát triển chậm, nên có thể giảm chi

phí xử lý bùn.
Sử dụng các chất khử như hiđro (H
2
), lưu huỳnh (S) làm chất cho điện
tử. Hiđro ít được lựa chọn vì khả năng hòa tan vào nước thấp và giá thành
điều chế cao. Do vậy, theo xu hướng hiện nay, người ta đi sâu vào nghiên cứu
sử dụng lưu huỳnh:
2NO
3
-
+ 0,167S +0,0667H
2
O → 0,1N
2
+ 0,167SO
4
2-
+ 0,133H
+

NO
3
-
+ 1,1S + 0,4 CO
2
+ 0,76 H
2
O + 0,08NO
4
+

→ 0,5N
2
+ 1,1 SO
4
2-

+ 1,28H
+
+ 0,08C
5
H
7
O
2
N
Sử dụng phương pháp này cần cung cấp độ kiềm để duy trì pH nằm trong
khoảng 6,8 – 8,2, đây là pH tối ưu cho quá trình khử nitrat tự dưỡng. Thông
thường, đá vôi được lựa chọn với hai tác dụng: thứ nhất là đệm pH trong cột
(bể) phản ứng tại pH thích hợp, thứ hai cung cấp nguồn cacbon vô cơ cho sinh
vật phát triển. Tuy nhiên, phương pháp này cũng gặp trở ngại do tỷ lệ phân
tách của đá vôi là khó điều chỉnh, từ đó làm giảm hiệu quả của quá trình. Hơn
nữa, việc cung cấp riêng biệt viên lưu huỳnh và đá vôi vào cột xử lý sẽ gây
khó khăn trong việc tạo ra sự phân bố đồng đều của các thành phần trong cột
[5,8].





Luận văn thạc sĩ Bùi Phương Thảo

Khóa 17-CHMT Trường Đại học Khoa học Tự nhiên

23
1.5.2. Quá trình khử nitrat và vật liệu composit
 Quá trình khử nitrat
Nitrat - sản phẩm cuối cùng của quá trình ôxi hóa amoni chưa được
xem là bền vững và ảnh hưởng xấu đến môi trường nên cần được tiếp tục
chuyển hóa về dạng khí nitơ, tức là thực hiện một quá trình khử hóa học,
chuyển hóa trị của nitơ từ +5 (NO
3
-
) về hóa trị 0 (N
2
).
Quá trình khử nitrat thường là khử nitrat yếm khí. Tuy nhiên, diễn biến
quá trình sinh hóa không phải là quá trsao vâyình lên men yếm khí mà giống
quá trình hô hấp hiếu khí nhưng thay vì sử dụng ôxi, vi sinh vật sử dụng
nitrat, nitrit khi môi trường không có ôxi cho chúng. Vì vậy, quá trình khử
nitrat xảy ra chỉ trong điều kiện thiếu khí ôxi và cần có chất khử (nitrat là chất
oxi hóa), chất khử có thể là chất hữu cơ hoặc vô cơ như H
2
, S, Fe
2+
. Do có
những ưu điểm và tính chất phù hợp, chất khử được chọn cho quá trình
nghiên cứu là lưu huỳnh dưới dạng vật liệu composit [1,5].
Vi sinh vật thực hiện quá trình khử trên có tên chung là Denitrifier, bao
gồm ít nhất là 14 loại vi sinh vật, ví dụ Bacillus, Pseudomonas,
Methanomonas, Thiobacillus, Phần lớn vi sinh vật nhóm Denitrifier thuộc

loại dị dưỡng, sử dụng nguồn cacbon hữu cơ để xây dựng tế bào ngoài phần
sử dụng cho phản ứng khử nitrat. Tuy nhiên, Thiobacillus Denitrificant được
biết đến là vi sinh tự dưỡng, sử dụng lưu huỳnh làm chất khử để sản xuất
năng lượng và sử dụng nguồn cacbon vô cơ (CO
2
, HCO
3
-
) để xây dựng tế bào
[1,6].
Quá trình khử nitrat xảy ra theo bốn bậc liên tiếp nhau với mức độ giảm
hóa trị của nguyên tố nitơ từ +5 về +3, +2, +1 và 0:
NO
3
-
 NO
2
-
 NO (khí)  N
2
O (khí)  N
2
(khí)