NGHIÊN CỨU XỬ LÝ AMMONIUM NỒNG ĐỘ THẤP TRONG NƯỚC THẢI SINH HOẠT BẰNG PHƯƠNG PHÁP ANAMMOX

NGHIÊN CỨU XỬ LÝ AMMONIUM NỒNG ĐỘ THẤP TRONG
NƯỚC THẢI SINH HOẠT BẰNG PHƯƠNG PHÁP ANAMMOX
TS. Nguyễn Xuân Hoàn
Phó Hiệu trưởng - Trường ĐH Công nghiệp TP.HCM
ABSTRACT
The method of combining anoxia process and anammox to get rid of nutrient in
wastewater has been piloted successfully. It proved to be efficient and time-saving in
processing therefore can be applied for nutritious water source.
I. ĐẶT VẤN ĐỀ
Xử lý nước thải trước hết cải thiện môi trường sống của con người và xa hơn nữa là
nhằm cân bằng sinh thái, tạo điều kiện môi trường phát triển bền vững.
Niơ và photpho là hai nguyên tố cơ bản của sự sống, liên quan mật thiết đối với các hoạt
động sản xuất nông nghiệp, công nghiệp. Hợp chất của nitơ, photpho được gọi là thành
phần dinh dưỡng và là đối tượng gây ô nhiễm nghiêm trọng. Khi thải 1 kg nitơ dưới dạng
hợp chất hóa học vào môi trường nước sẽ sinh ra được 20 kg COD, tương tự như nitơ,
thải 1 kg photpho sẽ sinh ra 138 kg COD dưới dạng tảo chết [2]. Nước thải sinh hoạt
hoặc nước thải công nghiệp một số ngành đặc trưng như chế biến thủy, hải sản, nước thải
sản xuất phân bón, hóa chất, nước thải chế biến cao su, nước thải nuôi trồng thủy sản,
nước thải chăn nuôi heo, gia súc … sau khi xử lý hàm lượng chất dinh dưỡng còn lại (N,
P) thường rất cao (từ chục đến hàng trăm mg/l). Khi thải loại nước này vào nguồn tiếp
nhận thường xảy ra các hiện tượng phú dưỡng hóa (eutrophication), tức là tảo và các thực
vật khác phát triển rất nhanh, mật độ lớn. Vào ban ngày hoặc khi thời tiết nắng, cuối buổi
chiều, quá trình quang hợp của tảo diễn ra mãnh liệt che chắn ánh sáng không cho thực
vật sống ở lớp dưới phát triển làm mất nguồn thức ăn cho thủy động vật, chúng hấp thụ
CO2 hoặc bicarbonat (HCO3-) trong nước và thải ra oxy làm pH của nước tăng nhanh, (có
thể lớn hơn 10) nhất là khi nguồn tiếp nhận có độ kiềm thấp (tính đệm thấp do cân bằng
của hệ H2CO3 - HCO3- - CO32-) và nồng độ oxy hòa tan lại đạt tới mức siêu bão hòa, có
thể tới 20 mg/l [2]. Ngược với quá trình quang hợp là quá trình hô hấp (phân hủy chất
hữu cơ để tạo ra năng lượng), tảo thải CO2, nhất là khi vào ban đêm hoặc ngày ít nắng
quá trình diễn ra mãnh liệt gây ra tình trạng thiếu oxy và pH trong nước giảm (thấp hơn
5,5). Khi tảo chết lắng xuống dưới đáy bị vi sinh vật và nấm phân hủy làm cạn kiệt nguồn

oxy hòa tan cung cấp cho các loài động vật khác. Trong khi phân hủy tảo, các chất dinh
dưỡng và hữu cơ lại được chiết ra môi trường nước từ trầm tích, các yếu tố trên lại thúc
đẩy vi sinh vật phát triển bám vào thân, lá thực vật làm giảm khả năng quang hợp của
thực vật.
Quá trình này cứ biến động liên tục và mạnh mẽ khi nguồn tiếp nhận nước thải ngày càng
dư thừa chất dinh dưỡng làm cho thủy động vật sống trong môi trường nước khó có thể


tồn tại và phát triển, xuất hiện ngày càng nhiều các nguồn nước phú dưỡng, hệ sinh thái
bị phá hủy, sự biến mất của các vùng ngập nước, hệ sinh thái nước và chất lượng nước bị
xấu đi rất nhanh.
Tại nước ta, công nghệ xử lý nước thải chứa các hợp chất dinh dưỡng mới chỉ triển khai
nghiên cứu ở giai đoạn đầu, chủ yếu ở các khu vực sản xuất công nghiệp, hầu như chưa
đụng chạm đến nước thải sinh hoạt. Các quy định về tiêu chuẩn thải của nước ta cũng
chưa đề cập tới các chất dinh dưỡng hoặc còn ở mức chung chung. Nếu kịp thời đề ra các
tiêu chuẩn thải cụ thể ngay ở giai đoạn ban đầu như hiện nay sẽ rất thuận lợi cho các hệ
thống xử lý nước thải khi xây dựng và vận hành trong thời gian tới và sẽ ít tốn kém hơn
rất nhiều so với những công trình phải bổ sung nâng cấp.
II. CƠ SỞ LÝ THUYẾT
Từ những năm 1995, phản ứng chuyển hóa hợp chất nitơ mới về cả lý thuyết và thực
nghiệm đã được phát hiện trong nước thải. Đó là phản ứng oxy hóa ammonium bởi nitrite trong
điều kiện kỵ khí (Anaerobic

Ammonium Oxidation - anammox) [2, 18] để tạo thành nitơ

phân tử mà không cần cung cấp chất hữu cơ, chất dinh dưỡng. Gần 20 năm sau, nhóm Đại học
kỹ thuật Delft, Hà Lan và sau đó là các nước Đức, Nhật, Thụy Sỹ, Bỉ, Anh đã công bố lần lượt
các kết quả nghiên cứu, xác nhận và làm rõ quá trình hóa sinh học, vi sinh học, sinh học phân tử
và mô tả ban đầu về anammox, bản chất của quá trình là ammonium được oxy hoá trong điều
kiện kỵ khí mà nitrite đóng vai trò là chất nhận điện tử để tạo thành nitơ phân tử [21]. Đây là quá

+
trình oxy hóa ammonium bởi nitrite xảy ra trong điều kiện không có oxy theo tỷ lệ giữa NH4 và
-

NO2 tương đương 1:1 [18], cơ chế sinh hóa dựa

vào sự cân bằng sinh khối trong quá trình

làm giàu anammox được thiết lập cụ thể như sau:
+

-

-

+

-

NH4 + 1,32 NO2 + 0,066 HCO3 + 0,13H = 1,02N2 + 0,26NO3 + 0,066CH2O0,5N0,15 + 2,03H2O

Trong đó quá trình khử ammonium trong điều kiện kỵ khí (quá trình Anammox)
xảy ra trong điều kiện tự dưỡng mà NO2 đóng vai trò không thể thiếu trong quá trình thực
hiện sự chuyển hóa chất dinh dưỡng. Như vậy để loại bỏ Ammonium trong nước thải dựa
vào sự phát triển sinh khối (CH2O0,5N0,15) từ phản ứng anammox như trên đòi hỏi quá
trình chuyển hóa vật chất luôn tuân thủ theo cơ chế 50:50:
Ammonium được xử lý bằng nhiều phương pháp khác nhau, nhưng với công nghệ
mới này thì quá trình xử lý đơn giản hơn, ít tiêu tốn năng lượng và rút ngắn thời gian xử
lý. Với những ưu điểm vượt trội, quá trình anammox trong những nghiên cứu thực
nghiệm đã đạt được những kết quả rất cao trong xử lý nước thải bằng biện pháp sinh học.

Đây là một chu trình sinh học của nitơ với quá trình nitrate hóa, khử nitrate để cố định
nitơ hoặc nitrate hóa với phản ứng anammox [18, 26]. Quá trình anammox được thực
hiện nhờ vào sự biến đổi năng lượng từ quá trình oxi hóa hiếu khí ammonium với nitrite
như sự cộng hưởng trung gian giữa electron và hydrazine, CO2 được sử dụng như nguồn
cacbon chính cho quá trình phát triển. Gần đây, các nhà khoa học đã nghiên cứu được
rằng sự cố định CO2 được thực hiện bởi acetyl-CoA. Những electron cần thiết được thu
nhận từ sự oxi hóa kỵ khí nitrite thành nitrate theo hướng cố định cacbon anammox như 3
cơ chế chuyển hóa dưới đây:


Định danh và phân loại vi khuẩn anammox đã có 3 chi vi khuẩn anammox được phát hiện,
gồm Brocadia, Kuenenia và Scalindua. Về mặt phân loại, các vi khuẩn anammox là những thành

Các nhà khoa học (Furukawa et al, 2000; Schmid et
al.,2000; Egli et at.,2001 và Pynaert et al, 2002) đã phát hiện được ở hệ thống xử lý RBC ở
Sttugrt (Đức) sau là Thuỵ Sĩ, Bỉ và chứng minh, xác định là mới (độ tương tự dưới 90% so với
B. anammoxidans) đồng thời đặt tên là Candidatus Kuenenia sttugartiensis trong đó vi khuẩn
Planctomycetes đóng vai trò chủ đạo của quá trình. So với tài liệu phân loại vi sinh vật
của Bergey thì nhóm vi khuẩn tham gia quá trình anammox nằm ở nhánh bao gồm vi
khuẩn Anaerobic ammonium – oxidizing planctomycete và Candidatus Brocadia
anammoxidans.

viên mới của bộ Planctomycetales.

Công nghệ xử lý ammonium trên cơ sở anammox dựa trên nguyên tắc hoặc là bổ sung
nitrite vào hoặc là chuyển hóa một nửa ammonium ban đầu thành nitrite rồi chính nitrite sinh ra
phản ứng với phân nửa ammonium còn lại. Hướng thứ hai chính là nguyên lý cho các ứng dụng
thực tế của anammox, và đây cũng chính là đối tượng nghiên cứu mà tác giả lựa chọn.
0
0

Anammox hoạt động tốt nhất trong khoảng nhiệt độ từ 20 đến 43 C (tối ưu ở 40 C), pH 6,7 đến
+
8,3 (tối ưu pH 8,0), tốc độ tiêu thụ ammonium cực đại tương đương 55 µmol NH4 /g protein/min
[2, 26].
Ngoài ra phương pháp kết hợp anammox – sharon (Single reactor system for Hing-rate
Ammonium Removal Over Nitrite) [2] cũng được thử nghiệm xử lý hợp chất nitơ trong nước thải
tách ra từ phân hủy bùn kỵ khí dựa vào đặc điểm của vi khuẩn oxy hoá ammonium (AOB) sinh
trưởng nhanh hơn các vi khuẩn oxy hóa nitrite (NOB), nguyên tắc của hệ thống này là chọn thời
0
gian lưu thủy lực (HRT) đủ ngắn và vận hành ở nhiệt độ cao (> 30 C) để cho vi khuẩn oxy hóa
nitrite bị rửa trôi khỏi bể phản ứng và quá trình oxy hoá ammonium chỉ dừng ở nitrite. Methanol
được dùng làm nguồn carbon cho khử nitrite, bể phản ứng sharon vận hành ở nhiệt độ 30 đến
0
40 C, pH từ 7,0 đến 8,0 và thời gian lưu 1,5 ngày. Bể được vận hành theo các chu kỳ 2 giờ, gồm
80 phút hiếu khí (nitrite hóa) và 40 phút kỵ khí (khử nitrite). Sau đó quá trình nitrite hóa để kết
hợp với anammox thành một quá trình xử lý hai giai đoạn. So với hệ thống nitrite hóa - khử
nitrate truyền thống thì quá trình sharon - anammox tiết kiệm 50% nhu cầu oxy và 100% nhu cầu
bổ sung nguồn carbon hữu cơ. Ở quy mô thí nghiệm, hệ thống xử lý kết hợp này đã đạt được
3
hiệu quả chuyển hoá 80% amnonium thành khí nitơ với tải trọng 1,2 kgN/m /ngày [2].

III. GIẢI PHÁP KỸ THUẬT
Hai dạng hợp chất chủ yếu của nitơ trong nước thải là ammonium và nitrate, dạng
hợp chất ammonium trong nước thải sinh hoạt có thể lên tới 20 – 100 mg/l. Để loại bỏ


một cách có hiệu quả ammonium ra khỏi nước có thể thực hiện bằng phương pháp vật lý,
hoá học hoặc sinh học, nhưng đều dựa trên nguyên tắc cơ bản là chuyển hóa thành các
hợp chất khác ít độc hoặc vô hại đối với môi trường nước hoặc tách loại, cách ly chúng ra
khỏi môi trường nước.

Để lựa chọn phương pháp xử lý cần xem xét hai yếu tố chính là hiệu quả xử lý và
giá thành, điều quan trọng để quyết định phương pháp xử lý theo Mulder [25] phụ thuộc
chủ yếu vào nồng độ ammonium trong nước thải. Nếu nồng độ ammonium không cao (<
100 mg/l) như trong nước thải sinh hoạt thì sử dụng phương pháp vi sinh là thích hợp
nhất, nồng độ ammonium từ 100 – 5.000 mg/l cũng sử dụng phương pháp vi sinh hoặc có
thể sử dụng phương pháp sục khí bay hơi, nồng độ ammonium lớn hơn 5.000 mg/l nên sử
dụng phương pháp hóa lý sẽ phù hợp cả về mặt kỹ thuật lẫn kinh tế.
Bảng 3.1: Một số thông số vận hành hệ thống xử lý sinh học
Hệ thống xử lý

Tải lượng
kgN/ha.ngày

Năng lượng
tiêu thụ
kWh/kgN

Tỷ lệ
COD/N

Sinh khối khô
kg/kg N

Hiệu quả xử
lý N (%)

Bùn hoạt tính,
nitrat hóa, khử
200 – 700
2,3

3–6
1,0 – 1,2
> 75
nitrat
thông
dụng
Bùn hoạt tính,
nitrat hóa, khử 200 – 700
1,7
2–4
0,8 – 0,9
> 7,5
từ nitrite
Bùn hoạt tính,
oxy hóa trực
> 200 – 700
0,9
0
< 0,1
> 75
tiếp giữa NH3
và NO2Ao tảo
15 – 30
0,1 – 1,0
6–7
10 – 15
23 – 78
Ao bèo
3–4
< 0,1

28
20 – 26
74 – 77
Vùng ngập nước
3 – 26
< 0,1
2–7
30 – 70
nhân tạo
Ghi chú: Dấu (-) : Không quy định
Để loại bỏ ammonium trong nước thải có thể sử dụng nhiều phương pháp khác nhau như:
1). Phương pháp thực vật thủy sinh là chuyển hóa các hợp chất chứa nitơ thành các thành
phần trong tế bào của sinh khối (thực vật và vi sinh vật), 2). Phương pháp hóa học thông
thường như oxy hóa khử hay trao đổi ion, 3). Sử dụng một số loại màng lọc thích hợp
như màng nano, màng thẩm thấu ngược hay điện thẩm tích cũng tách được các hợp chất
chứa nitơ và các hợp chất khác trong nước và 4). Phương pháp chuyển hóa các hợp chất
chứa nitơ thành dạng khí nitơ phân tử, con đường chuyển hóa này thực hiện bằng phương


pháp sinh học thông qua các quá trình nitrát hóa, thực hiện phản ứng oxy hóa khử trực
tiếp giữa ammonium với nitrit bằng vi sinh (quá trình anammox) thành khí nitơ [23, 26].
3.1. Cơ chế của quá trình thiếu khí
Quá trình chuyển hóa sinh học các hợp chất của nitơ trong nước thải là quá trình
nitrate hóa (nitrification) và khử nitrate (denitrification) nhờ sự tham gia của vi khuẩn
nitrosomonas và nitrobacter thành các chất vô hại hoặc ít hại đối với môi trường theo sơ
đồ:
as
nitrat
NH 4+ Nitrosomon



→ NO 2− Nitrobacte
 r → NO 3− Khöû

→ N 2

Hay phản ứng: 1,0NH4+ + 1,89O2 + 0,88CO2 → 0,98NO3- + 0,016C5H7O2N + 1,98H+
Như trên thì quá trình nitrate hóa [14] là quá trình tự dưỡng hai giai đoạn (sử dụng CO2
thay cho nguồn C hữu cơ) để chuyển hóa NH4+ thành nitrate trong điều kiện hiếu khí (DO
> 2), trong đó một vài ion NH4+ được tổng hợp trong các mô tế bào. Để oxy hóa 1mg
NH4+ cần 2,32 mg oxy, tiêu thụ hết 7,1 mgCaCO3 và tạo ra 0,1mg tế bào mới. Thực tế
cho thấy quá trình phân hủy các hợp chất chứa nitơ trong trong nước thải theo phản ứng
trên không hiệu quả vì thời gian lưu kéo dài từ 2 đến 10 ngày và rất tốn năng lượng [2,
26].
Phương pháp nitrate hóa không hoàn toàn (nitrite hóa) được gọi là phương pháp
thiếu khí, đây được coi là phương pháp mới phù hợp cho áp dụng nghiên cứu để kết hợp
với quá trình anammox, chuyển hóa một phần NH4+ thành NO2- nhờ vi khuẩn
nitrosomonas (nitrite đóng vai trò chất trung gian), nitrite hình thành sau phản ứng được
sử dụng để oxy hóa trực tiếp ammonium (phản ứng oxy hóa khử). Để giai đoạn này
chiếm ưu thế cần duy trì điều kiện thích nghi thúc đẩy tập đoàn nitrosomonas phát triển,
không tạo điều kiện tích lũy nitrobacter bằng cách giảm gian lưu tế bào ngang bằng thời
gian lưu thủy lực (không hồi lưu bùn) để ngăn cản quá trình oxy hóa nitrite thành nitrate,
tức là tích lũy nồng độ nitrite trong hệ …
Vi khuẩn nitrosomonas có dạng hình cầu hoặc hình bầu dục ngắn, chúng thuộc vi khuẩn
gram (-), không sinh bào tử. Chúng có tiêm mao dài nên chuyển động được. Quá trình
chuyển hóa giải phóng năng lượng, vi khuẩn này sẽ sử dụng năng lượng tạo ra để khử
CO2 tạo ra các hợp chất hữu cơ.
3.2. Cơ chế của quá trình anammox
Chuyển hóa các hợp chất chứa nitơ thành dạng khí nitơ phân tử, con đường chuyển
hóa này thực hiện bằng phương pháp sinh học thông qua các quá trình liên tiếp nitrate

hóa và khử nitrate, thực hiện phản ứng oxy hóa khử trực tiếp giữa ammonium với nitrite
bằng phương pháp vi sinh (quá trình anammox), oxy hóa xúc tác trực tiếp ammonium
thành khí nitơ [22, 26], oxy hóa ammonium bằng các chất oxy hóa mạnh.
Các nghiên cứu, thử nghiệm và phân tích được trong phòng thí nghiệm đã chứng
minh sự biến đổi ammonium được xem như một giải thích khả quan. Hơn nữa, ta nhận


thấy rằng sinh khối đỏ vốn được cho là đặc tính của các vi khuẩn sinh ra từ phản ứng
anammox trong cột phản ứng thực hiện theo các cơ chế phản ứng.
Trong đó quá trình khử ammonium trong điều kiện kỵ khí (quá trình Anammox) xảy ra
trong điều kiện tự dưỡng mà NO2 đóng vai trò không thể thiếu trong quá trình thực hiện
sự chuyển hóa chất dinh dưỡng. Như vậy để loại bỏ Ammonium trong nước thải dựa vào
sự phát triển sinh khối (CH2O0,5N0,15) từ phản ứng anammox như trên đòi hỏi quá trình
chuyển hóa vật chất luôn tuân thủ theo cơ chế:
NH4+ + NO2 -

Anammox

N2 + 2H2O

hay

NH4+ + 1,32NO2- + 0,066HCO3- + 0,13H+ → 1,02 N2 + 0,26NO3- + 0,066Biomass + 2,03 H2O

NH4/NO
(50/50)

Anammox

N/NO

(90/10)

Ammonium được xử lý bằng nhiều phương pháp khác nhau, nhưng với công nghệ mới
này thì quá trình xử lý đơn giản hơn, ít tiêu tốn năng lượng và rút ngắn thời gian xử lý.
3.3. Quy trình công nghệ kết hợp
Theo cơ chế anammox thì muốn khử ammonium thì môi trường đó phải có một
lượng nitrite tương ứng. Từ yêu cầu trên ta có thể kết hợp quá trình anammox và thiếu
khí nhằm rút ngắn thời gian xử lý nhưng hiệu suất vẫn đảm bảo, đáp ứng yêu cầu ngày
càng cao của công nghệ hiện đại. Để đạt được những yêu cầu này, “phương pháp hồ sinh
học thiếu khí kết hợp quá trình anammox” được thử nghiệm theo quy trình sau:

Nước thải
sau bể
lắng 2

NH4+

Nitrosomonas

NO2-

50%

Anammox
NH4+

50%

Nitơ

Mô hình thiết kế cụ thể như sau:
Khí nitơ
Nước ra

Nước vào

Vùng
kỵkhí

Bơm

Hình 2.3: Khử chất dinh dưỡng bằng phương pháp kết hợp
3.4. Các thông số vận hành bể thiếu khí kết hợp
Để giảm chi phí cũng như tiết kiệm thời gian thí nghiệm, trước khi vận hành bể
thiếu khí kết hợp cần đặt chế độ vận hành cụ thể cũng như các thông số đầu vào như:
-

Vùng thiếu khí và vùng kỵ khí đều có thể tích sử dụng là 24 lít.

-

Thời gian lưu nước cả vùng thiếu khí và kỵ khí được thay đổi như nhau từ 10h đến
12h và 14h (tương đương 2,4 l/h ; 2,0 l/h ; 1,7 l/h).

-

Mô hình hoạt động trong điều kiện liên tục.

-

Cấy 5000g vi khuẩn nitrosomonas (mật độ 1010-1011 tế bào/gam) vào vùng thiếu khí.

-

Bùn anammox được tích lũy và làm giàu có nồng độ SS = 1000 mg/l.

-

Duy trì DO ở vùng thiếu khí từ 0,5 – 1,0 mg/l và vùng kỵ khí có DO từ 0 – 0,2 mg/l.

-

Nhiệt độ từ 25 – 30 0C

-

pH = 7,2 – 8,4

-

Vận hành liên tục trong suốt 45 ngày (cứ 3 ngày lấy mẫu phân tích các chỉ tiêu một
lần).
Kiểm soát quá trình phân hủy ammonium thành nitrit trong vùng thiếu khí sao cho vừa đủ
lượng nitrit sinh ra tương đương lượng ammonium còn lại trong nước thải trước khi qua
vùng kỵ khí.
IV. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN
Để phản ứng anammox xảy ra nhanh và hiệu quả, ở giai đoạn vận hành thích nghi mô
hình cần bổ sung lượng cơ chất nhất định, qua nhiều thí nghiệm tác giả rút ra được các
thông số cụ thể sau: dòng chảy vào chứa các thành phần sau: 12,5 mg/L KHCO3, 6,7

mg/L KH2PO4, 9 mg/L FeSO4.7H2O (cùng với 5 mg/L EDTA2Na làm tác nhân tăng


trưởng bùn), khả năng giảm oxy được điều khiển bằng việc thêm Na2S.9H2O (nồng độ tối
đa 12,5 mg/L).
4.1. Chế độ vận hành mô hình
Chế độ vận hành mô hình cũng như các thông số đầu vào cụ thể như: thời gian lưu
nước cả vùng thiếu khí và kỵ khí được thay đổi như nhau từ 10h đến 12h và 14h (tương
đương 2,4 l/h ; 2,0 l/h ; 1,7 l/h), mô hình hoạt động trong điều kiện liên tục và kéo dài
trong suốt 45 ngày (3 ngày lấy mẫu phân tích các chỉ tiêu một lần), cấy 500g vi khuẩn
nitrosomonas (mật độ 1010-1011 tế bào/gam) vào vùng thiếu khí, bùn anammox được tích
lũy và làm giàu có nồng độ SS = 1000 mg/l, duy trì DO ở vùng thiếu khí từ 1,3 – 1,5 mg/l
(có sử dụng máy thổi khí nếu trường hợp DO < 1,0) và vùng kỵ khí có DO từ 0 – 0,2
mg/l, nhiệt độ từ 25 – 30 0C, pH = 7,2 – 8,4. Kiểm soát liên tục quá trình phân hủy
ammonium thành nitrit trong vùng thiếu khí sao cho lượng nitrit sinh ra tương đương
lượng ammonium còn lại trong nước thải trước khi qua vùng kỵ khí.

Nồng độ (hiệu suất)

4.2. Kết quả chuyển hóa ammonium tại vùng thiếu khí
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10

0
0

3

6

9

12

15

18

21

24

27

30

33

36

39

42

45

Thời gian (ngày)
NH4

NO2

Hiệu suất

Đồ thị 4.1: Sơ đồ biểu diễn quá trình chuyển hóa N-NH4 sau khi ra khỏi vùng thiếu khí
với thời gian lưu 10h (tương đương 2,4 l/h)


Nồngđộ(hiệusuất)

100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0

3

6

9

12

15

18

21

24

27

30

33

36

39

42

45

Thời gian (ngày)

NH4

NO2

Hiệu suất

Nồngđộ(hiệusuất)

Đồ thị 4.2: Sơ đồ biểu diễn quá trình chuyển hóa N-NH4 sau khi ra khỏi vùng thiếu khí
với thời gian lưu 12h (tương đương 2,0 l/h)
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0

3

6

9

12

15

18

21

24

27

30

33

36

39

42

45

Thời gian (ngày)
NH4

NO2

Hiệu suất

Nhận xét: Theo kết quả thể hiện trên đồ thị 3.1 với thời gian lưu 10h (tương đương 2,4
lít/h) thì lượng ammonium chuyển hóa chưa đáp ứng được điều kiện cho quá trình
anammox thực hiện. Với thời gian lưu 12h (tương đương 2,0 lít/h) kết quả cho thấy hoàn
toàn phù hợp với cơ chế anammox (tỷ lệ tương đương 50:50 N-NH4+:N-NO2-). Tức là sau
15 ngày mô hình hoạt động ổn định vi khuẩn nitrosomonas đã chuyển hóa một phần NNH4+ thành N-NO2- trước khi vào vùng kỵ khí anammox theo đúng hướng nghiên cứu.
Tuy nhiên với thời gian lưu 14h (tương đương 1,7 lít/h) kết quả cho thấy mô hình hoạt
động ổn định cũng sau ngày thứ 15 (tương tự như thời gian lưu 12h) và càng về sau đó
lượng ammonium càng giảm nhờ sự chuyển hóa của vi khuẩn nitrosomonas, ngược lại
lượng nitrit càng tăng do không có mặt của vi khuẩn nitrobactor và thời gian lưu ngắn để


chuyển hóa tiếp thành nitrat và nitơ tự do. Như vậy, với thời gian lưu 14h đáp ứng được
mục tiêu đề ra nhưng về mặt kinh tế lại không phù hợp.
4.3. Độ giảm ammonium tại vùng kỵ khí kết hợp
Bảng 4.1: Kết quả phân tích nước thải sau khi ra khỏi vùng kỵ khí với thời gian lưu 12h
(tương đương 2,0 l/h)
THÍ NGHIỆM 1
Thời
gian
(day)

Đầu vào

THÍ NGHIỆM 2

Đầu ra

Hiệu Đầu vào
Đầu ra
NNNN- suất NNNNxử

lý
NH4 NO2 NH4 NO2
NH4 NO2 NH4 NO2
(%)
(mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l)
(mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l)
2.8

0.0

0

89.3

2.8

89.3

2,000

35.9

3

87.2

5.4

70.2 25.8 19.5 83.1 15.8 69.7 26.5 16.1 2,200

37.5

6

71.0 46.8 33.8 21.0 52.4 69.6 50.3 30.0 21.1 56.9 6,501

71.8

9

59.2 76.9

3.2

1.4

94.6 54.3 73.2

2.9

2.5

94.7 8,439

87.1

12

57.3 73.6

3.2

1.5

94.4 53.4 75.1

2.8

1.4

94.8 8,307

86.1

15

57.1 74.1

3.1

1.6

94.6 52.0 78.0

2.8

1.3

94.6 8,078

84.3

18

56.3 75.9

3.2

1.4

94.3 53.7 74.4

2.7

1.3

95.0 8,373

86.6

21

57.8 72.5

2.9

1.7

95.0 53.7 71.2

2.6

1.4

95.2 8,390

86.7

24

56.6 75.2

3.0

1.6

94.7 52.8 76.3

2.4

1.7

95.5 8,275

85.8

27

57.0 74.3

2.8

1.6

95.1 52.5 73.6

2.5

1.4

95.2 8,209

85.3

30

57.7 72.7

3.1

1.6

94.6 52.7 73.2

2.5

1.7

95.3 8,242

85.6

33

57.0 74.3

2.9

1.5

94.9 53.0 69.6

2.6

1.7

95.1 8,275

85.8

36

56.1 76.4

2.7

1.7

95.2 52.3 70.9

2.4

1.7

95.4 8,193

85.2

39

57.3 73.6

2.9

1.7

94.9 55.6 70.5

2.7

1.7

95.1 8,685

89.1

42

57.1 74.1

2.7

1.7

95.3 55.8 70.0

2.5

1.6

95.5 8,751

89.6

45

57.1 74.1

2.8

1.6

95.1 52.1 71.3

2.7

1.7

94.8 8,110

84.5

89.3

2.8

89.3

2.8

Hiệu
rt 
suất
X
10-2
xử lý (mg/l) (g/m3.
s)
(%)

Nguồn: Phân tích từ ngày 15/10/2007 - 30/11/2007
Ghi chú: - X : Nồng độ sinh khối trong bể hay nồng độ bùn hoạt tính
- rt : Tốc độ tăng trưởng của sinh khối.

0.0


Nồng độ (hiệu suất, thể tích)

100
90

80
70
60
50
40
30
20
10
0
0

3

6

9

12

15

18

21

24

27

30

33

36

39

42

45

Thời gian (ngày)
NH4 vào (mg/l)

NH4 ra (mg/l)

Hiệu suất (%)

r-t (g/m3.s)

Đồ thị 4.4. Sơ đồ biểu diễn quá trình xử lý N-NH4 sau khi ra khỏi vùng kỵ khí với thời
gian lưu 12h (tương đương 2,0 l/h)
Nhận xét: Theo kết quả được thể hiện cụ thể trên đồ thị 4.4, với thời gian lưu 12h (tương
đương 2,0 lít/h), cả 2 thí nghiệm cho kết quả tương đương nhau, hàm lượng ammonium
đầu vào (89,3mg/l) sau khi ra khỏi bể thiếu khí kết hợp (vùng kỵ khí) đạt tiêu chuẩn chất
lượng xả thải ra môi trường (2,7 – 2,8 mg/l) giảm hơn 90%. Như vậy các điều kiện và dự
kiến đặt ra ban đầu hoàn toàn phù hợp với hướng nghiên cứu. Nước sau khi ra khỏi bể
thiếu khí kết hợp được khử trùng và được đưa qua bể lọc thô sau đó đưa về bể chứa, các
chỉ tiêu môi trường đạt tiêu chuẩn chất lượng tương đương loại A (TCVN 6772-2000).
V. KẾT LUẬN VÀ ĐỀ NGHỊ

- Xử lý nước thải nói chung cần phải được tính toán, cân nhắc gắn liền các yếu tố kinh
tế và kỹ thuật. Về mặt kinh tế, công trình phải có giá cả hợp lý, thích hợp vốn đầu tư
với hiệu quả của công trình. Tuy nhiên yêu cầu kỹ thuật mới là quan trọng và cần được
quan tâm đúng mức. Trước tiên công trình phải thỏa mãn các yêu cầu đề ra như ổn
định trong hoạt động, vận hành đơn giản, dễ sử dụng, dễ thay thế và sửa chữa, không
gây xáo trộn hay ảnh hưởng đến quy trình công nghệ và đặc biệt chi phí vận hành phải
thấp.
- Qua nghiên cứu trên mô hình thực nghiệm nhằm xử lý ammonium nồng độ thấp trong
nước thải sinh hoạt bằng phương pháp sinh học kỵ khí anammox cho thấy: với thời
gian lưu 12h (tương đương 2,0 l/h) hiệu quả xử lý đạt gần 90%.
- Kết quả nghiên cứu này đưa ra nhiều hướng ứng dụng thực tế để xử lý chất dinh dưỡng
trong nước thải sinh hoạt nói riêng cũng như các loại nước thải khác nói chung có hàm
lượng ammonium tương tự.


- Đây là những kết quả nghiên cứu bước đầu, vì vậy cần có kế hoạch nghiên cứu sâu
hơn và triển khai trên với quy mô lớn hơn nhằm khảo sát khả năng thích ứng của công
nghệ, vi khuẩn anammox cũng như phương pháp thực hiện.
- Với những kết quả thực tế đã đạt được, đề nghị các cơ quan, ban ngành chức năng vận
động, hưởng ứng công nghệ tái sử dụng nước thải và loại bỏ chất dinh dưỡng trong
nước sau xử lý, đặc biệt phổ biến rộng rãi tới các nhà máy, xí nghiệp công nghiệp, khu
công nghiệp, khu dân cư, vùng khan hiếm nước ngọt triển khai và áp dụng công nghệ.
VI. TÀI LIỆU THAM KHẢO
1. Lê Huy Bá, (2002): Sinh thái môi trường học ứng dụng, Nhà xuất bản Đại Học
Quốc Gia TP.HCM
2. Lê Văn Cát, (2007): Xử lý nước thải giàu hợp chất nitơ và phốtpho, Nhà xuất bản
khoa học tự nhiên và công nghệ, Hà Nội.
3. Đỗ Hồng Lan Chi, Lâm Minh Triết, (2004): Vi sinh vật môi trường, Nhà xuất bản
Đại Học Quốc Gia TP.HCM
4. Trần Đức Hạ, (2002): Xử lý nước thải sinh hoạt quy mô nhỏ và vừa, Nhà xuất bản

khoa học kỹ thuật, Hà Nội
5. Hoàng Huệ, (1996): Xử lý nước thải, Nhà xuất bản xây dựng, Hà Nội
6. Hoàng Văn Huệ và Trần Đức Hạ, (2002): Thoát nước (tập 2 – xử lý nước thải),
Nhà xuất bản khoa học kỹ thuật, Hà Nội
7. Trịnh Xuân Lai, (2000): Tính toán thiết kế các công trình xử lý nước thải, Nhà
xuất bản Xây dựng, Hà Nội
8. Nguyễn Đức Lượng, Nguyễn Thị Thùy Dương, (2003): Công nghệ sinh học môi
trường (tập 1 – Công nghệ xử lý nước thải), Nhà xuất bản Đại học Quốc gia
TP.HCM)
9. Trần Văn Mô, (2002): Thoát nước đô thị, Nhà xuất bản xây dựng, Hà Nội
10. Trần Hiếu Nhuệ, (2001): Cấp nước và vệ sinh nông thôn, Nhà xuất bản khoa học
và kỹ thuật, Hà Nội
11. Lương Đức Phẩm, (2003): Công nghệ xử lý nước thải bằng biệp pháp sinh học,
Nhà xuất bản Giáo dục
12. Nguyễn Văn Phước, (2007): Xử lý nước thải sinh hoạt và công nghiệp bằng
phương pháp sinh học, Nhà xuất bản xây dựng
13. Nguyễn Văn Tín, (2001): Cấp nước (tập 1 – Mạng lưới cấp nước) – Nhà xuất bản
khoa học và kỹ thuật, Hà Nội
14. Lâm Minh Triết, Nguyễn Thanh Hùng và Nguyễn Phước Dân, (2008): Xử lý
nước thải đô thị và công nghiệp, Nhà xuất bản Đại Học Quốc Gia TP. Hồ Chí
Minh
15. Tiêu chuẩn xây dựng, (TCXD 5184:2003): Thoát nước mạng lưới bên ngài và
công trình, Nhà xuất bản Đại Học Quốc Gia TP. Hồ Chí Minh


16. APHA, (1999): Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater,
Edition
17. Dewi, Axford, Marai, Omed, (1994): Pollution in Licestock Production Systems
– British Library
18. Furukawa, (2002): Anaerobic ammonium oxidation (anammox) in continuos

flow treament with non-woven biomass carrier, Kyoto, Japan.
19. Luiza, (2006): Anammox system for nitrogen removal, KTH Land and Water
Resources Engineering.
20. J. D. Lee, (28/7/2001): Biological nutrient removal. Tech. concept & design.
Workshop on wastewater treatment, Hanoi.
21. J. Lee, (2002): Selective photocatalytic oxidation of NH3 to N2 on platinized
TiO2 in water. Environ. Sci. Technol. Vol. 36, pp. 5462 – 5468.
22. D. K. Lee, (2003) Mechanism and kinetics of the catalytic oxidation of aqueous
amonia to molecular nitrogen. Environ. Sci. Technol. Vol. 37, pp. 5745 – 5749.
23. Pham Khac Lieu, (2006) Nitrogen removal from landfill leachate using a singlestage process combining anammox and partial nitritation, Kumamoto Uni. Japan.
24. Metcalf & Eddy, (1991): Wastewater Engineering (tập 1, 2), Nhà xuất bản
McGraw-Hill.
25. A. Mulder, (2003): The quest for sustainable nitrogen technologies. Wat. Sci.
Technol. Vol. 48, No. 1.
26. Mulder, (1995): Anaerobic ammonium oxidation discovered in a denitrifying
fluidezed bed reator, FEMS Microbiol. Ecol.
27. STANLEY E. MANAHAN, (1994): Environmental Chemistry, Nhà xuất bản
Lewis Publishers