LOẠI bỏ ĐỒNG THỜI CHẤT hữu cơ và NITƠ từ nước

DỊCH BÀI BÁO SỐ 5

LOẠI BỎ ĐỒNG THỜI CHẤT HỮU CƠ VÀ NITƠ TỪ NƯỚC
RỈ RÁC CỦA BÃI RÁC THẢI BẰNG CÁCH SỬ DỤNG
QUÁ TRÌNH KỴ KHÍ – HIẾU KHÍ
GV hướng dẫn TS. Nguyễn Thị Diệu Cẩm
Học viên: Trịnh Thị Hoàng Oanh và Nguyễn Xuân Phương
Tóm tắt
Quá trình kỵ khí - hiếu khí tại bãi rác thải mới bao gồm các bể phản ứng như
phản ứng khử nitơ, phản ứng phân hủy như loại bỏ khí metan và phản ứng hiếu khí
như phản ứng nitrat đã được hoạt hóa từ bùn, đã được hoạt động đồng thời bởi nước
thải tuần hoàn để loại bỏ nitơ hữu cơ.
Các kết quả chỉ ra rằng quá trình khử nitơ và khí metan được thực hiện thành
công trong rác thải mới và cũng bị các bể phản ứng bãi rác phân hủy tương ứng,
trong khi quá trình nitrat hóa NH4 +- N được thực hiện trong các phản ứng hiếu khí.
Tỷ lệ loại bỏ chất hữu cơ tối đa là 1,78 kg COD / m 3 d trong phản ứng phân
hủy bãi rác thải trong khi đó tốc độ loại bỏ NH 4+- N là 0,18 kg NH4+-N / m3 d trong
các phản ứng hiếu khí. Các khí sinh học từ các bãi rác mới cũng bị phân hủy bao
gồm chủ yếu là cacbon đioxit và metan, tương ứng. Phần khối lượng của N 2 tăng
cùng với sự gia tăng của nồng độ NO3--N và giảm cùngvới mức giảm của nồng độ
NO3--N.
Các vi khuẩn khử nitơ đã tập trung chủ yếu ở lớp trung lưu và các vi khuẩn khử
nitơ ở 1 số nơi đã có một mối tương quan tốt với nồng độ NO3- - N.
1. Giới thiệu
Xử lý chôn lấp đối với chất thải rắn đang là việc phổ biến nhất cộng đồng trên
toàn thế giới, đặc biệt đối với chất thải rắn đô thị (MSW). Ví dụ, trong năm 2002,
khoảng 94% MSW ở Trung Quốc nói chung đã được xử lý tại bãi rác (Wang năm
2006). Trong những năm gần đây, đã chú trọng tăng cường về công nghệ phản ứng
sinh học để phân hủy và ổn định của các thành phần chất thải hữu cơ, giảm một
lượng khí thải bãi rác phát sinh trong một khoảng thời gian ngắn, và loại bỏ nước rỉ

rác tại chỗ ( Price vào năm 2003; Mehta vào năm 2002;Pohland và Kimvào năm
2000; Reinhart vào năm 2002; Reinhart, 1996; Pohland và Al-yousfi, 1994;
Townsend, 1996; Chan vào năm 2002; Demir vào năm, 2004; Bilgili vào năm,
2006). Một trong những loại phổ biến nhất của phản ứng sinh học bãi rác là nước
thải tuần hoàn của bãi rác. Tuy nhiên, tốc độ tăng của quá trình thủy phân liên quan
đến tuần hoàn nước rỉ rác có thể dẫn đến việc sản xuất các axit béo trung gian dễ
bay hơi (VFAs) ở nồng độ cao. Điều này sẽ ức chế hoạt động của vi sinh vật nghiêm
trọng, đặc biệt là metan (O'Keefe và Chynoweth, 2000; He, 2007; Osman và Delia,
2005). Hơn nữa, nitơ trong amoniac thường tích tụ là vì amoniac ổn định trong điều
kiện kỵ khí. Amoniac có nồng độ cao hơn trong các nước rỉ rác từ các bãi rác thải
trong thời gian dài ngay cả sau khi các chất hữu cơ thông thường của chất thải được
ổn định (Burton và Watson-Craik, 1998; Onay và Pohland, 1998;Price vào năm,
2003). Đó là lý do tại sao cần loại bỏ amoniac là một khía cạnh quan trọng của kiểm
soát ô nhiễm bãi rác trong thời gian dài. Quá trình vật lý-hóa học hoặc sinh học
thường được áp dụng để xử lý nước rỉ rác. Tuy nhiên, xử lý nước rỉ rác có nồng độ
COD và NH4+-N cao có thể khó khăn và tốn kém hơn, và thường đòi hỏi các ứng
dụng quy trình khác nhau do các biến đổi thành phần của nước rỉ rác từ bãi rác. Ví
dụ, ở Trung Quốc, nhà máy xử lý nước rỉ rác sử dụng vài quá trình sinh học có thể
đáp ứng các tiêu chuẩn thải (Xu vào năm, 2006).
Gần đây, trong việc loại bỏ nitơ sinh học tại chỗ bởi các phản ứng sinh học tại
các bãi rác thu hút ngày càng nhiều sự quan tâm của các nhà nghiên cứu. Onay và
Pohland (1998) đã thiết kế hệ thống ba bể phản ứng, bao gồm cả khâu thiếu oxy, kỵ
khí và hiếu khí để mô phỏng môi trường bãi rác thải và nghiên cứu khả năng suy
giảm của các hợp chất nitơ tại chỗ. Kết quả cho thấy rằng việc sử dụng mô phỏng
phản ứng sinh học nước thải tuần hoàn trong bãi rác thải có tính khả thi cho việc
loại bỏ NH4+-N, cả hai phản ứng hoạt động riêng biệt và kết hợp với tái chế nước
thải nội bộ cung cấp 95% nitơ. Sau đó, quá trình loại bỏ nitơ sinh học và chất hữu
cơ đã được tiến hành liên tiếp đúng chuyên môn cho nghiên cứu quy mô trong
phòng thí nghiệm (Onay và Pohland, 1998; Borglin, 2004; Bilgili, 2006;. Dong ,

2007; Berge , 2007).
Tính khả thi của hệ thống là kết hợp nitrat hóa, khử nitrat cho việc loại bỏ N đã
được nghiên cứu bởi (He. 2006). Các kết quả cho thấy hầu hết NH 4+-N được chuyển
đổi thành NO2- - N hoặc NO3--N bởi phản ứng nitrat hóa các hợp chất hữu cơ hòa tan
nhất chuyển thành CO2, cacbonat và metan bằng sự kết hợp tốt lớp kỵ khí, và NO 2- N hoặc NO3- -N có thể là khử nitrat để chuyển thành khí N2. He và các cộng sự
(2007) đã phát triển một quá trình kỵ khí-hiếu khí để loại bỏ nitơ, sử dụng bể xử lý
sinh học kỵ khí dòng chảy ngược qua lớp bùn (UASB) phản ứng để loại bỏ các chất
hữu cơ, một lớp không khí sục từ trên xuống lớp bùn (ALSB) phản ứng cho quá
trình nitrat hóa, và một phòng thí nghiệm quy mô nghiên cứu phản ứng sinh học cho


bãi rác thải để khử nitrat. Berge năm (2006) báo cáo rằng quá trình nitrat hóa và khử
nitrat có thể xảy ra đồng thời trong một bãi rác hiếu khí (ngay cả dưới các điều kiện
thấp phân hủy sinh học C / N ). Burton và Watson-Craik (1998), theo báo cáo của
He và các cộng sự (2007), vận hành thử loại nitơ từ nước rỉ rác được thiết kế bên
ngoài một bãi rác thải. Người ta thấy rằng NO 3- -N đã được tiêu thụ trong điều kiện
thiếu ôxy / kỵ khí bãi rác thải. Hơn nữa, các thí nghiệm theo Price năm (2003) và
Vigneron năm (2007) chỉ ra rằng nitơ trong nitrat là được chuyển đổi nitơ một cách
hiệu quả với sự hỗ trợ cacbon hữu cơ cần thiết như là cho electron trong phản ứng
sinh học, trong khi sản xuất metan bị ức chế trong quá trình này. Tuy nhiên, thông
tin cơ bản liên quan loại bỏ đồng thời nitơ và chất hữu cơ nước rỉ rác rác thải bị hạn
chế. Các kết hợp kỵ khí - hiếu khí cho loại bỏ đồng thời chất hữu cơ và nitơ khỏi
nước thải với sự biến đổi của chất lượng và khối lượng rác thải trong thời gian ổn
định đã được hiểu rõ. Trong nghiên cứu này, kết hợp các hệ thống kỵ khí-hiếu khí
được bao gồm phản ứng hoạt hóa bùn cho quá trình nitrat hóa, phản ứng cho quá
trình khử nitrat với rác tươi, và phản ứng phân hủy tốt rác thải cho việc sản xuất khí
metan. Như vậy, các mục tiêu chính là để kiểm tra hệ thống kỵ khí-hiếu khí có tính
khả thi là một quá trình hữu cơ và đồng thời loại bỏ nitơ bằng khả năng quan sát loại
bỏ hữu cơ, tỷ lệ nitrat hóa, tốc độ khử nitơ, thành phần khí. Ngoài ra, những ảnh
hưởng của việc loại bỏ nitơ phân hủy các chất hữu cơ đã được đánh giá, so sánh với

phản ứng sinh học yếm khí, kỵ khí và phản ứng bị phân hủy tại các bãi rác thải tươi.
2. Phương pháp
2.1. Vật liệu thí nghiệm
Các rác tươi trong nghiên cứu này được thu thập từ một bãi chứa rác vừa được
chảy ra từ một chiếc xe tải trong bãi chôn lấp hợp vệ sinh Asuwei, đặt tại Bắc Kinh,
Trung Quốc. Túi nhựa và rác thải vô cơ khổng lồ được loại bỏ bằng cách bước đầu
tiên phân loại và phân loại lần nữa được tiến hành trong phòng thí nghiệm. Tất cả
các chất thải sau đó được cắt nhỏ và trộn để hủy bỏ nước rỉ rác tại bãi rác theo cột
mô phỏng. Các chất thải thành phần như sau (theo trọng lượng): rác thải nhà bếp,
70,3 ± 8,3%; giấy, 10,2 ± 2,1%; nhựa, 8,1 ± 1,9%; vải, 1,2 ± 0,6%; kim loại, 0,2 ±
0,1%; và những loại khác, 1,0 ± 0,2%.
Rác cũng bị phân hủy sinh học đã được khai thác từ một bãi rác cũ với hơn 9
năm tuổi, bãi rác trong bãi chôn lấp Asuwei. Rác phân hủy đã được định nghĩa là
rác thải đã được thực hiện thông qua các giai đoạn khác nhau của phân hủy kỵ khí
và khả năng sản xuất metan của nó đã bị cạn kiệt. Tổng số chất chứa hợp chất hữu
cơ và nitơ tương ứng là ít hơn 5% và 0,3% đối với rác nổi phân hủy. Các rác thải
được trộn lẫn và cắt thành miếng 2-5 cm.
2.2. Thiết bị thí nghiệm


Hai bể phản ứng đã được sử dụng trong nghiên cứu này, đã được mô phỏng bãi
rác, một bể phản ứng là hiếu khí và loại kia là hoạt hóa bùn. Các bể phản ứng mô
phỏng bãi rác làm bằng plexiglass có đường kính 20 cm và chiều cao 120 cm, hiệu
quả cung cấp một thể tích khoảng 31,4 L. Tất cả trong số chúng đã được bọc bằng
polyurethane dày 1 cm nhiều bọt đóng vai trò như vật liệu cách nhiệt để ngăn chặn
tái phân phối nhiệt độ giữa các bể phản ứng và môi trường xung quanh. Các bể phản
ứng hiếu khí - hoạt hóa bùn làm bằng plexiglass có thể tích khoảng 7.0 L (đường
kính 10 cm). Cả hai bể phản ứng mô phỏng đã được đặt trong một attemperator để
giữ nhiệt độ ở mức 33 ± 20C.
Để tránh sự tắc nghẽn của các cửa xả nước, ở dưới cùng bế xử lý nước rỉ rác

lấp đầy lớp sỏi dày 10 cm. Ba bể phản ứng mô phỏng bãi rác (bể phản ứng A, B và
D) đã được lấp đầy với rác tươi với mật độ 552 kg / m3. Các chất thải cũng phân hủy
đã được đóng gói vào một trong hai bể phản ứng mô phỏng bãi rác (bể phản ứng C
và E) với mật độ 1.026 kg / m3. Cuối cùng, các chất thải đã được phủ một lớp cát
sâu 10 cm; Hơn nữa, thiết bị phân phối nước được đặt ở phần trên của mỗi bể phản
ứng. Sau khi các chất thải đã được lấp đầy, các bể phản ứng bãi rác được bịt kín
bằng bít silicone và theo dõi xem có rò rỉ. Sau đó, nước được tách để mỗi bể phản
ứng bãi rác ở một số lượng đủ để sản xuất khoảng 1 lít nước rỉ rác.
2.3. Thiết kế và vận hành thử nghiệm
Ba hệ thống bãi rác được sử dụng trong nghiên cứu này, được đặt tên là hệ
thống I (bao gồm chỉ bể phản ứng A), hệ thống II (gồm các bể phản ứng B và C) và
hệ thống III (gồm các bể phản ứng D, E và bể phản ứng nitrat hóa). (1) Hệ thống I
được ngăn lại kiểm tra nước rỉ rác được tạo ra từ chất thải tươi đã ráo nước (bể phản
ứng A) vào bể tuần hoàn, và tái chế bằng cách sử dụng máy bơm nhu động cách 2
ngày. (2) Hệ thống II: một bể phản ứng B đã được kết nối với một bể phản ứng C,
nước rỉ rác thải tươi bị phân hủy và nước thải tuần hoàn. Các nước rỉ rác từ bể phản
ứng B được cho qua bể phản ứng C đã được tái chế để sử dụng, và đồng thời các
nước rỉ rác từ bể phản ứng C còn lại được bơm qua lại bể phản ứng B bằng bơm nhu
động cách 2 ngày. (3) Hệ thống III: các nước rỉ rác được tạo ra từ bể phản ứng một
bãi rác thải tươi (bể phản ứng D) sau đó được đưa qua một bể phản ứng thải cũng bị
phân hủy (bể phản ứng E), và các nước rò rỉ từ bể phản ứng E đã được đưa vào bể
phản ứng hoạt hóa bùn (phục vụ phản ứng nitrat hóa). Cuối cùng, nitơ từ nước rỉ rác
được tái tuần hoàn để bể phản ứng D cho quá trình khử nitơ. Nước rỉ rác liên tục
được lưu hành trong bãi chôn lấp chất thải tươi, tại bãi chôn lấp chất thải cũng bị
phân hủy và bể phản ứng nitrat hóa cũng được sử dụng bằng cách dùng máy bơm
nhu động với tốc độ dòng chảy thay đổi được điều chỉnh với thể tích nước rỉ rác
trong quá trình phân hủy chất thải.


Bể phản ứng nitrat hóa được chuẩn bị với 1000 ml bùn hoạt tính hiếu khí lấy từ

các nhà máy xử lý nước thải thành phố Gaopeidian tại Bắc Kinh, Trung Quốc. Thứ
nhất, nước thải đô thị được xử lý nitrat trong các phản ứng. Sau đó, mỗi 2 ngày,
10% nước thải đã được thêm vào cho đến 100% của nước rỉ rác đã đạt được. Năm
ngày sau khi đạt 100% của nước rỉ rác trong dòng vào, hệ thống kỵ khí-hiếu khí kết
hợp được mở. Tải trọng hàng ngày của nước rỉ rác của bể phản ứng nitrat hóa là
khoảng 2,0 L / d. Các bể phản ứng nitrat hóa được hoạt động tại một thời gian chu
kỳ của 48 h 10 phút bao gồm 10 phút được cung cấp, 47 h của phản ứng hiếu khí, 40
phút của bùn lắng và 10 phút của nước thải. Không khí được cung cấp với tốc độ
dòng khí là 7.0 L min -1 bằng cách bơm không khí, thông qua rotameter với khí phân
phối trên dưới cùng của bể phản ứng. Nồng độ oxy hòa tan đã được giữ ở mức hơn
5 mg / L trong các bể phản ứng nitrat. pH được điều chỉnh đều đặn đến hơn 7,0 bằng
cách thêm 10% dung dịch NaHCO 3 vô trùng để bù đắp cho mức tiêu thụ kiềm. Các
hoạt động của tất cả các bể phản ứng đã được tự động điều khiển bởi bộ lập trình
van điện từ và xác định được thời gian.
2.4. Lấy mẫu và phương pháp phân tích
Mẫu nước thải được thu thập mỗi sáu ngày từ nước thải của mỗi bể phản ứng.
COD, NH4+-N, NO3--N, NO2--N và tổng nitơ theo phương pháp Kjeldahl (TKN) đã
được xác định theo phương pháp chuẩn (EPA của Trung Quốc, 1989). Giá trị pH
được đo bằng một Sartorius PB-10 số pH mét (Sartorius Inc., Đức).
Nồng độ VFA đã được xác định bằng cách sử dụng một phương pháp sắc ký
khí (Agilent, GC-6890N) được trang bị một máy dò ion và một cột mao quản silica
hợp nhất 30 mx 0.25mm x 0,25µm -(DB-FFAP). Các mẫu khí sinh học được phân
tích bằng sắc ký khí thứ hai (HP5890) được trang bị một máy dò dẫn nhiệt.
Heli được sử dụng làm khí mang với tốc độ dòng chảy của 30 mL min -1. Hầu
hết sự cư trú của vi sinh vật để nitrat hóa và khử nitrat được liệt kê bởi kỹ thuật số
chắc chắn nhất (MPN) (Wang năm 1998; Ma năm, 2002)
3. Kết quả và thảo luận
3.1. COD
Dữ liệu COD cho các bể phản ứng nước thải của A-E và bể phản ứng nitrat
được trình bày trong hình 1. Như minh họa, nồng độ COD nước thải tăng nhanh sau

khi thí nghiệm bắt đầu trong ba bể phản ứng thải bãi rác tươi (bể phản ứng A, B và
D), trong đó tăng lên đến giá trị tối đa của 90, 200, 60, 500 và 57.300 mg / L sau 66,
30 và 24 ngày, tương ứng. Sau đó, nồng độ COD nước thải giảm đến 5940 mg / L
trong bể phản ứng B kết nối với một bể phản ứng C phân hủy rác thải vào ngày 132,
và nồng độ COD nước thải luôn thấp trong bể phản ứng C, cho thấy hệ thống II có
thể loại bỏ có hiệu quả các chất hữu cơ từ nước thải.


Nồng độ COD trong nước rỉ rác bể phản ứng D cho thấy một xu hướng tương
tự với bể phản ứng B, tăng trong những tuần đầu tiên, và sau đó giảm dần đến
khoảng 1500 mg / L.

vào ngày 132. Hơn nữa, nồng độ COD trong nước thải chảy ra của bể phản ứng
nitrat hóa là ít hơn 300 mg / L. Không có thay đổi đáng kể nồng độ COD trong nước
thải tạo ra từ hệ thống I, có lợi khi kiểm soát.
Tỷ lệ xử lý COD và loại bỏ hiệu quả tải trọng hữu cơ như là một chức năng của
trong bể phản ứng C và E được trình bày trong hình 2. Tỷ lệ loại bỏ COD và hiệu
quả loại bỏ được tính toán bằng cách làm theo công thức (1) và (2).
Tỷ lệ COD = CODin - CODeff / V (1)
Hiệu quả loại bỏ COD = CODin - CODeff / CODin (2)


CODin là tải khối lượng COD trong dòng vào của phản ứng, mã eff là tải khối lượng
COD trong nước thải của các bể phản ứng, và V là thể tích của bể phản ứng. Tỷ lệ
COD được tăng tuyến tính lên đến 1,67 và 1,78 kg COD / m 3 d cho bể phản ứng C
và E, tương ứng, trong đó phục vụ như là sản xuất metan cho hệ thống II và III.
Tỷ lệ xử lý COD đã tăng tới 90% so với tải trọng hữu cơ tăng 0,19-0,70 kg
COD / m3 d trong bể phản ứng C, tuy nhiên, hiệu suất khử COD đạt đến 90% như
các tải trọng hữu cơ tăng 0,12-0,39 kg COD / m3 d trong bể phản ứng E. Các tải
trọng hữu cơ tối đa là 1,93 và 1,85 kg COD / m3 d cho bể phản ứng C và E. Nó cũng

có thể được nhìn thấy từ những con số đó, COD trong hệ thống III đã được nhận ra
nhanh hơn so với hệ thống I và II. Tổng hiệu quả khử COD trong hệ thống II và III
không bị ảnh hưởng bởi sự gia tăng của tải trọng hữu cơ. Tuy nhiên, nồng độ COD
nước thải vẫn còn khoảng 300 mg / L trong hệ thống III ở giai đoạn cuối. Lý do có
thể là các chất hữu cơ còn lại là các hợp chất không phân hủy sinh học phân tử lớn
trong nước rỉ rác, chẳng hạn như axit humic, đó là khó khăn để phân hủy sinh học
(Zouboulis năm, 2003)
3.2. pH và VFA
Dữ kiện pH cho tất cả các quá trình phản ứng của bãi chôn rác được trình bày
trong hình 3.Giá trị pH nước rỉ rác trong khoảng 5- 6 trong 60 ngàyđầu tiên của quá
trình phân hủy phản ứng A. Sau ngày 60, giá trị pH bắt đầu tăng và đạt đến 7,2 ở
ngày thứ 132. Tuy nhiên, giá trị pH nước thải của các bể phản ứng B và D bắt đầu
tăng trong ngày đầu và đạt đến 7.1 và 7.0 sau 50 ngày. Hơn nữa, vào ngày 54 các
giá trị pH giảm từ 7.7 xuống 7.2 trong các bể phản ứng C và E. Trong những ngày
tiếp theo, không có biến động pH đáng kể đã được quan sát của nước thải từ 4 quá
trình phản ứng của hệ thống II và III và các giá trị pH vẫn trong khoảng 7-8. Những
kết quả này chỉ ra rằng giá trị pH tăng trong các bể phản ứng của bãi rác tươi (bể
phản ứng B và D) rất nhanh hơn trong bể phản ứng A, cho thấy sự suy giảm nhanh
chóng của chất thải rắn trong hệ thống II và III. Những kết quả này cũng tương tự
như của Heet al (2006,2007), Chugh et al (1999).
VFAs là các chất trung gian quan trọng nhất trong quá trình phân hủy kỵ khí.
Hơn nữa, khi nó tích tụ có thể dẫn đến xử lý thất bại do sự sụt giảm pH tạo ra
(Anderson và Yang, 1992). Nồng độ VFA đã được kiểm soát trong một thời gian dài
như các chỉ số hiệu suất quá trình. Hình 4 cho thấy các biến đổi của VFA trong nước
thải từ tất cả các quá trình phản ứng. Nồng độ VFA tích lũy trong 30 ngày đầu trong
bể phản ứng B và D, và đạt giá trị tối đa 15.100 và 16.000 mg / L tương ứng, sau đó
giảm nhanh chóng. Tuy nhiên, nồng độ VFA tích lũy trong 90 ngày và tăng lên đến
giá trị tối đa 34.000 mg/L trong bể phản ứng A, và sau đó giảm dần. Nồng độ VFA
luôn thấp trong các bể phản ứng rác phân hủy tốt, và không được phát hiện trong bể

phản ứng nitrat hóa. Hơn nữa, nồng độ VFA của nước rỉ từ bể phản ứng E thấp hơn
từ bể phản ứng C.

MSW phân hủy hoặc phân hủy sinh học xảy ra trong ba giai đoạn cho các bể
phản ứng bãi thải rác tươi. Trong lần đầu tiên, các vi khuẩn lên men thủy phân các
chất hữu cơ phức tạp thành các phân tử hòa tan.Trong lần thứ hai, các vi khuẩn sẽ
chuyển đổi phân tử này thành axit hữu cơ đơn giản, carbon dioxide và hydrogen, và
các phản ứng tạo ra một lượng lớn các VFAs như axit axetic, axit propionic, butyric
axit và ethanol. Phương trình cân bằng cơ bản để phân hủy axit giai đoạn yếm khí
các hợp chất hữu cơ phức tạp CxHyNz là:
CxHyNz + H2O C5H9O3N +CH3COOH+CO2+H2+1 phần hợp chất ổn định (3)
Những axit làm giảm pH và độ pH thấp giúp hòa tan các vật liệu vô cơ, và
nồng độ cao của VFAs cũng góp phần vào mức độ cao của COD. Cuối cùng, trong
giai đoạn thứ ba, metan được tạo thành bởi các vi khuẩn vi sinh methanogenic, hoặc
bằng cách phá vỡ các axit để thành khí metan và carbon dioxide, hoặc bằng cách
giảm carbon dioxide với hydro. Hai trong số các phản ứng đại diện được hiển thị
dưới đây.


Quá trình hoạt động của hệ thống II và III tối ưu hóa môi trường tăng trưởng vi
sinh vật, đẩy nhanh sự suy giảm chất hữu cơ, và có tác dụng tích cực đối với sự phát
triển cân bằng của giai đoạn tạo acid và giai đoạn tạo khí metan, và thuận lợi cho
thực hiện việc tách hai pha (Cu et al., 2007). Tuy nhiên, các hoạt động của khí
metan bị ức chế trong bể phản ứng A do sự tích tụ của acid hữu cơ trong giai đoạn
tạo acid, và suy giảm chất hữu cơ trong nước thải đã bị chậm lại (Bilgili et al, 2006;.
Cossu et al, 2003. ).
3.3. Chế phẩm khí sinh học
Phần thể tích của khí metan tăng chậm và đạt 10% sau 120 ngày trong bể
phản ứng A. Không như những lưu ý trong bể phản ứng A, trong đó phần lớn là khí

methan bị ức chế bởi sự tích lũy VFA và pH thấp, khí metan xuất hiện trong pha khí
của hệ thống II và III kể từ tuần đầu tiên (Hình. 5a).


Hình. 5. Sự phát triển của thành phần khí bãi rác: (a) metan; (b) carbon
dioxide và (c) khí nitơ trong bể phản ứng D.
Phần thể tích của khí metan tăng nhanh đến khoảng 60% trong 30 ngày tại bể
phản ứng C của hệ thống II và E của hệ thống III, tương ứng, hai bể phản ứng cũng
bị phân hủy nhưng không như tạo khí metan. Liên tục tiêu thụ chất dinh dưỡng và
các sản phẩm trung gian, chủ yếu là VFA được hình thành trong bể phản ứng rác
tươi, được chuyển đổi chủ yếu thành khí metan và carbon dioxide do vi khuẩn vi
sinh methanogenic (xem phương trình. (4) và (5)). Tuy nhiên, khí metan bắt đầu
xuất hiện khi ngày 30 từ hai bể phản ứng rác tươi của hệ thống II và III, độ pH nước
thải được nâng từ mức đệm kiểm soát bởi các VFAs đến cấp độ của hệ thống đệm
bicarbonate, và do đó hỗ trợ sự tăng trưởng của vi khuẩn vi sinh methanogenic, và
thể tích dần dần tăng lên đến 40% (Hình. 5a).
Các khí sinh học từ ba bể phản ứng rác tươi bao gồm chủ yếu là carbon
dioxide (Hình 5b.). Đó là sản phẩm chính của phản ứng lên men (xem Eq. (3)). Phần


thể tích của carbon dioxide từ các bể phản ứng rác đã bị phân hủy có một sự gia
tăng nhẹ trong 20 ngày đầu tiên và sau đó giảm xuống còn khoảng 20%. Christensen
và Kjeldsen (1989), theo báo cáo của Chugh et al. (1999) trình bày giai đoạn kỵ khí
phát triển, các hoạt động của các vi sinh vật lên men và acetogenic là cao, nồng độ
của carbon dioxide và hydrogen trong biogas là cao, với nồng độ cao các axit béo dễ
bay hơi trong nước rỉ rác. Nồng độ carbon dioxide đạt giá trị đỉnh cao của nó trong
giai đoạn hình thành acid và có thể đạt cao như 85%. Trong những nghiên cứu này,
các kết quả tương tự thu được, nơi sản xuất carbon dioxide là cao trong sản xuất
đỉnh cao của các axit béo dễ bay hơi (Hình. 4), đạt giá trị trong khoảng 70-85%
(Hình. 5b).

3.4. Loại bỏ NH4+-N
Các biến đổi nồng độ NH4+- N của nước rỉ rác trong tất cả các bể phản ứng
được trình bày trong hình 6. Nồng độ NH 4+-N của nước rỉ rác các bể phản ứng bãi
rác thải tăng nhanh ở 30 ngày đầu, do sự suy giảm của các hợp chất nitơ hữu cơ
trong các bể phản ứng bãi rác thải. Nồng độ NH 4+-N của nước rỉ rác bể phản ứng A
tích lũy đến một mức độ cao, lý do trong số đó là không có quá trình loại bỏ
amoniac do kỵ khí hiện hành trong bãi rác thải (Vigneron et al., 2007). Trong hệ
thống II, lượng nhỏ NH4+-N đã được loại bỏ từ các nước rỉ rác của bể phản ứng B và
C trong điều kiện kỵ khí vì loại bỏ sự hấp phụ do phân hủy và việc sử dụng các
NH4+-N thông qua sự đồng hóa của vi khuẩn kỵ khí cho sự tăng trưởng của tế bào
(Kettunen et al., 1996).

Ngoài ra, nồng độ NH4+-N nước rỉ rác từ bể phản ứng C đôi khi vượt quá
nồng độ NH4+-N nước rỉ rác bể phản ứng B, cho thấy sự xuất hiện của quá trình hình
thành của amoniac từ bể phản ứng C hoặc amoni hóa của các hợp chất nitơ hữu cơ
trong điều kiện kỵ khí. Kết quả này phù hợp với các nghiên cứu trước đó (He et al.,
2006, 2007).


Trong hệ thống III, nồng độ cao NH 4+- N của nước rỉ rác từ bể phản ứng D đã được
đưa vào bể phản ứng E. Nó đã được nhận thấy rằng trong bể phản ứng E nồng độ
NH4+-N của nước rỉ rác đã giảm rõ rệt trong giai đoạn đầu tiên tên của thí nghiệm
(Hình. 7 ), và sau đó nồng độ NH 4+-N các nước thải vượt quá mức chảy đến trong
các thí nghiệm tiếp theo (Hình. 6). Lý do có thể là việc lưu giữ nước rỉ rác trong bể
bể phản ứng E trong một thời gian, sự pha trộn của nước rỉ rác từ bể phản ứng D với
chất lỏng ban đầu ở trong bể phản ứng D và việc sử dụng các vi khuẩn kỵ khí tạo
nên. Các bể phản ứng nitrat hóa hiệu quả chuyển đổi các NH 4+-N thành NO3- -N,
nồng độ NH4+-N thấp trong toàn bộ các quá trình thử nghiệm, và loại bỏ NH 4+-N
hiệu quả hơn 90% ở mức tối đa 0,18 kg NH 4+-N/ m3 d (Các hình 6-8). Các phương
trình cân bằng cơ bản cho quá trình nitrat hóa trong các bể phản ứng nitrat là

Nước thải chứa nồng độ NO3- -N cao cho thấy quá trình nitrat hóa là cơ chế
chủ yếu để loại bỏ NH4+-N.
Nước thải từ các bể phản ứng nitrat hóa đã được tái chế cho bể phản ứng D.
Các nước rỉ rác tương ứng nồng độ NO 3- -N từ bể phản ứng D là gần bằng không ở
thời gian lưu 2 ngày (Hình. 8), cho thấy rằng bể phản ứng có khả năng làm cạn kiệt
nitrate. Phần thể tích của N2 tăng với sự gia tăng của nồng độ NO3--N và giảm với
mức giảm của nồng độ NO3--N (Hình. 5c). Phản ứng khử nitrat đại diện được hiển
thị dưới đây.


Các kết quả chỉ ra rằng quá trình khử nitơ là phương tiện mà nitrat được tiêu
thụ (Price et al., 2003). Loại nitơ nhận electron và proton cần thiết cho giảm nitrat
thành những phân tử nitơ từ các hợp chất carbon hữu cơ. Rõ ràng, các vật liệu trong
bể phản ứng D chứa vật liệu hữu cơ có đủ khả năng và chất dinh dưỡng cho quá
trình khử nitơ trong quá trình hoạt động.
3.5. MPN các thử nghiệm về nitrat hóa và khử nitơ quần thể vi khuẩn

Kiểm tra MPN cho vi khuẩn nitrat hoá và khử nitơ, mật độ vi khuẩn trong bể phản
ứng D được trình bày trong Bảng 1. Trong giai đoạn đầu của thí nghiệm, các vi
khuẩn nitrat phát hiện trong bãi rác đã phân hủy các lớp, và các quần thể vi khuẩn
nitrat trong lớp trên nhiều hơn lớp giữa và dưới. Sau khi thử nghiệm hoạt động một
thời gian, các vi khuẩn nitrat biến mất ở giữa và dưới cùng và trình bày trong lớp rác
hàng đầu. Các nghiên cứu trước đây cho rằng oxy bị cuốn theo trong rác tại bãi chôn
lấp cho phép sự phát triển của vi khuẩn hiếu khí trong giai đoạn đầu của rác phân
hủy và vi khuẩn nitrat đã gần như biến mất (Jones và Grainger, 1983; 2006 He et
al.). Trong nghiên cứu này, các vi khuẩn nitrat luôn tồn tại trong thời gian thử
nghiệm, mà có thể được cho là do sự oxy hóa bị cuốn theo trong dạng tái chế từ
phản ứng nitrat.

Mật độ của vi khuẩn khử nitơ ở lớp trên và dưới có cường độ ít hơn ở giữa
lớp khoảng 2-6 lần. Lý do có thể là đã có một hàm lượng cao NO 3--N ở lớp trên
cùng và giữa, hơn nữa đã có oxy hiện diện ở lớp trên cùng. Do đó, các vi khuẩn khử
nitơ đã tập trung chủ yếu ở lớp giữa. Việc vi khuẩn khử nitơ là ở giữa và không thực
hiện ở các lớp trong 42 ngày đầu tiên của rác phân hủy, và sau đó giảm dần cường
độ bởi ít nhất bốn quá trình của các cuối thí nghiệm. Các kết quả của nghiên cứu
này là phù hợp với điều này của He và các cộng sự (2006) và rõ ràng cho thấy rằng,
các vi khuẩn khử nitơ tập trung đã có một mối tương quan tốt với NO 3--N. Price et al
(2003) cũng báo cáo rằng nitrate là nhân tố chính trong quá trình phân hủy rác là tác
nhân cho electron cho quá trình khử nitơ.
4. Kết luận


Một so sánh việc loại bỏ đồng thời các chất hữu cơ và nitơ từ ba hệ thống bãi
rác, hoạt động theo các điều kiện khác nhau được thực hiện trong nghiên cứu đã
trình bày. Kết quả cho thấy rằng chuỗi tuần hoàn phân hủy nước rỉ rác giữa rác và
rác tươi (hệ thống II) khắc phục được những nhược điểm của tuần hoàn nước rỉ rác
trong rác tươi, chẳng hạn như tích tụ amoniac, pH thấp, tích lũy VFA và ức chế khí
metan, và bắt đầu làm giảm khí metan chỉ thời gian cho một vài ngày. Thật không
may, mặc dù phần hữu cơ của nước rỉ rác có thể giảm được do chuỗi tuần hoàn nước
rỉ rác (hệ thống II), các thành phần khác (đặc biệt là NH 4+-N) không được loại bỏ
đáng kể và do đó hệ thống bãi rác không thể đưa ra một giải pháp cuối cùng cho
việc quản lý nước rỉ rác.
Hệ thống III (hệ thống kỵ khí - hiếu khí) thích ứng với các quá trình khí
metan và khử nitơ được nghiên cứu như là một quá trình có tính khả thi để loại bỏ
các chất hữu cơ và nitơ từ rác bãi rác tươi. Khí metan được khử và thực hiện thành
công trong rác tươi và cũng phân hủy trong bể phản ứng bãi rác, trong khi quá trình
nitrat hóa của NH4+-N đã được thực hiện trong các bể phản ứng hiếu khí. Hệ thống
nước thải có thể đáp ứng các tiêu chuẩn xả thải hiện nay để kiểm soát ô nhiễm trong
các bãi rác thành phố (GB16889-1997, EPA của Trung Quốc, 1997). Việc xem xét

quan trọng cho ứng dụng đầy đủ quy mô của hệ thống kỵ khí - hiếu khí là để xác
định kích thước của từng đơn vị và phương pháp hoạt động.