Nghiên cứu xử lý nitơ trong nước thải chế biến mủ cao su kết hợp quá trình nitrit hóa bán phần – anammox trong hệ bùn lơ lửng và bùn giá thể

ĐẠI HỌC QUỐC GIA THÀNH PHỐ HỒ CHÍ MINH
VIỆN MÔI TRƢỜNG VÀ TÀI NGUYÊN

---oOo---

NGUYỄN NHƢ HIỂN

NGHIÊN CỨU XỬ LÝ NITƠ TRONG NƢỚC THẢI
CHẾ BIẾN MỦ CAO SU KẾT HỢP QUÁ TRÌNH
NITRIT HÓA BÁN PHẦN – ANAMMOX TRONG HỆ
BÙN LƠ LỬNG VÀ BÙN GIÁ THỂ

TÓM TẮT LUẬN ÁN TIẾN SĨ KỸ THUẬT

Chuyên ngành: Công nghệ môi trường nước và nước thải
Mã số chuyên ngành: 62.85.06.01

TP. HỒ CHÍ MINH, NĂM 2017


Công trình được hoàn thành tại:
VIỆN MÔI TRƢỜNG VÀ TÀI NGUYÊN
ĐẠI HỌC QUỐC GIA THÀNH PHỐ HỒ CHÍ MINH
Địa chỉ: 142 Tô Hiến Thành, Quận 10, TP. Hồ Chí Minh
Điện thoại: 028.38651132; Fax: 028.38655670
Người hướng dẫn khoa học 1: PGS.TS Nguyễn Phƣớc Dân
Người hướng dẫn khoa học 2: PGS.TS Lê Đức Trung

Phản biện độc lập 1: PGS.TS Trần Đức Hạ
Phản biện độc lập 2: PGS.TSKH Ngô Kế Sƣơng
Phản biện 1: ..............................................................

Phản biện 2: .............................................................
Phản biện 3: .............................................................

Luận án sẽ được bảo vệ trước Hội đồng chấm luận án họp tại
..........................................................................................................
..........................................................................................................
vào lúc...............giờ.............ngày............tháng............năm...............

Có thể tìm hiểu luận án tại thư viện:
- Thư viện Khoa học Tổng hợp Tp.HCM
- Thư viện Viện Môi trường và Tài nguyên – ĐHQG.HCM


1
MỞ ĐẦU
1. TÍNH CẤP THIẾT
Việt Nam là một trong những quốc gia cung cấp cao su thiên nhiên lớn
nhất thế giới, đứng hàng thứ 4 về xuất khẩu cao su trên thế giới [1]. Nước
thải phát sinh từ các Nhà máy chế biến mủ cao su trung bình từ 18 – 35 m3/
tấn sản phẩm [2], với hàm lượng ô nhiễm thành phần các chất hữu cơ và
Nitơ (chủ yếu là ammonia) cao do một lượng lớn ammonia được sử dụng để
chống đông mủ trong quá trình thu hoạch mủ tươi từ các đồn điền.
Từ những năm đầu thế kỷ 21, vấn đề ô nhiễm Nitơ đã được xem như vấn
đề toàn cầu thu hút sự quan tâm của các nhà khoa học trên thế giới. Năm
1995, các nhà khoa học đã phát hiện được phản ứng oxy hóa kỵ khí
ammonium (Anaerobic ammonium oxidation, viết tắt là Anammox). Trong
phản ứng này ammonium được oxy hóa bởi nitrit trong điều kiện kỵ khí tạo
thành khí nitơ mà không cần cung cấp nguồn cacbon. Sự phát triển quá trình
Anammox đã mở ra hướng phát triển kỹ thuật xử lý nitơ mới, đặc biệt là đối
với nước thải có hàm lượng nitơ cao.

Nắm bắt tình hình đó cùng với các hạn chế còn tồn tại trong việc xử lý
nước thải chế biến mủ cao su, luận án “Nghiên cứu xử lý nitơ trong nước
thải chế biến mủ cao su kết hợp quá trình nitrit hóa bán phần – Anammox
trong hệ bùn lơ lửng và bùn giá thể” đã tiến hành nhằm góp phần giảm
thiểu tình trạng ô nhiễm môi trường và phát triển bền vững ngành chế biến
mủ cao su.
2. MỤC TIÊU NGHIÊN CỨU
Nghiên cứu ứng dụng quá trình kết hợp nitrit hoá bán phần – Anammox ở
điều kiện giới hạn oxy trong cùng một bể phản ứng (Oxygen Limited
Autotrophic Nitritation/Denitrification – OLAND) gồm hệ bùn lơ lửng và
bùn giá thể xử lý nitơ trong nước thải chế biến mủ cao su đã tiền xử lý COD.
3. NỘI DUNG NGHIÊN CỨU
Luận án được thực hiện với các nội dung như sau:
- Luận án tổng quan các tài liệu về thành phần, tính chất nước thải chế
biến mủ cao su, các công nghệ xử lý nước thải chế biến mủ cao su đang
được áp dụng tại Việt Nam và các công nghệ mới tiềm năng đang được
nghiên cứu trong và ngoài nước.
- Luận án lựa chọn quá trình kết hợp nitrit hoá bán phần – Anammox ở
điều kiện giới hạn oxy trong cùng một bể phản ứng (Oxygen Limited
Autotrophic Nitritation/Denitrification – OLAND) gồm hệ bùn lơ lửng và
bùn giá thể để tiến hành các thí nghiệm đánh giá hiệu quả xử lý và hiệu quả
kinh tế của quá trình trên.
- Luận án làm giàu bùn mô hình OLAND bằng nước thải nhân tạo, với
bùn Anammox được làm giàu từ bùn bể IC xử lý nước rỉ rác và bùn AOB từ


2
bùn bể SBR xử lý nước rỉ rác đạt tại phòng thí nghiệm khoa Môi trường và
Tài nguyên – trường Đại học Bách Khoa TP.HCM.
- Luận án nghiên cứu mô hình OLAND chế độ thổi khí liên tục ở các giá

trị DO khác nhau, xác định được giá trị DO thích hợp.
- Với giá trị DO đã được xác định, luận án tiến hành nghiên cứu mô hình
OLAND ở các chế độ thổi khí gián đoạn khác nhau, xác định chế độ thổi khí
thích hợp, giảm thiểu lượng oxy cung cấp, tiết kiệm năng lượng.
- Luận án cũng đánh giá hoạt tính vi khuẩn Anammox, AOB, NOB và vi
khuẩn khử nitrat trong mô hình OLAND sau khi các thí nghiệm được vận
hành ổn định và cộng đồng vi sinh trong mô hình OLAND cũng được xác
định trong nghiên cứu này.
- Sau khi tiến hành các nghiên cứu thực nghiệm trên mô hình OLAND,
luận án đã sử dụng mô hình toán học 1D để mô phỏng các phản ứng sinh hóa
diễn ra trong quá trình vận hành của mô hình OLAND.
4. ĐỐI TƢỢNG NGHIÊN CỨU VÀ PHẠM VI NGHIÊN CỨU
- Đối tượng nghiên cứu
Nước thải chế biến mủ cao su tiền xử lý COD của nhà máy xử lý nước
thải mủ cao su thuộc Công ty Cổ phần Cao su Phước Hòa (Ấp 1B, Chánh
Phú Hòa, Bến Cát, Bình Dương).
- Phạm vi nghiên cứu
Nghiên cứu được thực hiện trên cơ sở lý thuyết và kiểm nghiệm trong
phòng thí nghiệm khoa Môi trường và Tài nguyên – Đại học Bách Khoa
TP.HCM.
5. TÍNH MỚI
Nghiên cứu ứng dụng quá trình kết hợp nitrit hoá bán phần – Anammox
giới hạn oxy (OLAND) xử lý nitơ trong nước thải chế biến mủ cao su là
công trình đầu tiên được thực hiện ở Việt Nam.
6. Ý NGHĨA KHOA HỌC VÀ THỰC TIỄN
- Ý nghĩa khoa học
Kết quả nghiên cứu là cơ sở lý thuyết để đánh giá khả năng thích nghi,
sinh trưởng và phát triển của nhóm vi khuẩn nitrit hóa AOB, Anammox
trong môi trường nước thải chế biến mủ cao su sử dụng mô hình OLAND.
Giới hạn oxy hòa tan (Dissolve Oxygen – DO) tối ưu được xác định cho

mô hình OLAND trong nước thải chế biến mủ cao su.
Các thông số động học của mô hình OLAND gồm hệ bùn lơ lửng và bùn
giá thể được xác định và mô phỏng bởi mô hình toán học làm cơ sở tính toán
khả năng áp dụng cho nước thải ô nhiễm nitơ.
Mở ra hướng áp dụng quá trình OLAND cho xử lý nước thải nhiều loại
hình sản xuất khác, đặc biệt là các ngành sản xuất ô nhiễm nitơ cao như chế
biến tinh bột sắn, thủy sản, bún, thạch dừa,…


3
- Ý nghĩa thực tiễn
Mở ra hướng giải quyết mới cho các vấn đề cấp thiết về ô nhiễm môi
trường, chủ yếu là ô nhiễm nitơ trong nước thải chế biến mủ cao su mà vẫn
đáp ứng được các vấn đề về kinh tế - xã hội.
Kết quả của nghiên cứu cũng là cơ sở tính toán cho công trình xử lý nitơ
trong nước thải chế biến mủ cao su ứng dụng mô hình OLAND hệ bùn lơ
lửng và bùn giá thể với chi phí đầu tư cơ bản và vận hành cạnh tranh hơn so
với quá trình khử nitơ truyền thống (nitrat hóa-khử nitrat).
Luận án là tài liệu tham khảo cho sinh viên, học viên cao học, cán bộ môi
trường cũng như các chuyên gia trong lĩnh vực công nghệ xử lý nước thải,
phục vụ công tác triển khai ứng dụng và đào tạo kỹ sư, thạc sĩ ngành kỹ
thuật môi trường.
CHƢƠNG 1. TỔNG QUAN
1.1. Tổng quan về nƣớc thải chế biến mủ cao su và công nghệ xử lý nƣớc
thải chế biến mủ cao su
Theo các kết quả nghiên cứu của Viện nghiên cứu cao su Việt Nam,
thành phần (vật lý, hóa học và sinh học) của nước thải chế biến mủ cao su
cho thấy nước thải chế biến mủ cao su có pH trong khoảng 4,2 - 5,2 do việc
sử dụng axit để làm đông tụ mủ cao su. Hơn 90% chất rắn trong nước thải
chế biến mủ cao su là chất rắn bay hơi, chứng tỏ bản chất hữu cơ của chúng.

Phần lớn chất rắn này ở dạng hòa tan, còn ở dạng lơ lửng chủ yếu chỉ có
những hạt cao su còn sót lại. Hàm lượng nitơ hữu cơ thường không cao lắm
và có nguồn gốc từ các protein trong mủ cao su, trong khi hàm lượng nitơ
dạng ammonia là rất cao, do việc sử dụng ammonia để chống đông tụ trong
quá trình thu hoạch, vận chuyển và tồn trữ mủ cao su.
Tóm lại nước thải chế biến cao su thuộc loại có tính chất gây ô nhiễm
nặng. Những chất gây ô nhiễm mà nó chứa thuộc 2 loại: chất ô nhiễm hữu cơ
và chất dinh dưỡng (N, P).
Hầu hết các nhà máy chế biến mủ cao su thiên nhiên ở Việt Nam đều sử
dụng phương pháp sinh học hoặc kết hợp giữa hóa lý với sinh học để xử lý
nước thải. Các công nghệ xử lý nước thải chế biến mủ cao su thường ứng
dụng ở Việt Nam là các quá trình như gạn mủ, keo tụ/tuyển nổi, kỵ khí –
thiếu khí và hiếu khí kết hợp.
1.2. Tổng quan công nghệ Anammox và ứng dụng công nghệ Anammox
xử lý nitơ trong nƣớc thải
Xử lý nước thải chế biến mủ cao su sau quá trình sinh học kỵ khí có tải
trọng nitơ cao và tỉ lệ C/N thấp bằng phương pháp sinh học truyền thống
(nitrat hóa - khử nitrat) tiêu tốn nhiều chi phí vì đòi hỏi một lượng khí oxy
và cacbon bổ sung lớn. Điều này dẫn đến các phương pháp thay thế mới với


4
tính bền vững hơn và kinh tế hơn đã được phát triển và nghiên cứu trong hơn
một thập kỷ qua. Các phương pháp này đa số dựa trên quá trình Anammox.
Quá trình Anammox được xác định là một quá trình sinh học, trong đó
ammonia được oxy hóa trong điều kiện kỵ khí với nitrit là yếu tố nhận
electron để tạo thành nitơ phân tử với sự tham gia của vi khuẩn Anammox
tạo thành nitơ phân tử và nitrat.
Quá trình Anammox cần có một quá trình đứng trước nhằm chuyển một
nửa ammonia trong nước thải đầu vào thành nitrit. Quá trình sinh học đứng

trước này được đặt tên là quá trình nitrit hóa bán phần. Phân loại theo lượng
bể sử dụng, ứng dụng quá trình nitrit hóa bán phần và Anammox để loại bỏ
nitơ được chia làm 2 loại:
- Quá trình nitrit hoá bán phần và quá trình Anammox trong hai bể phản
ứng riêng biệt.
- Quá trình nitrit hoá bán phần và quá trình Anammox trong một bể phản
ứng duy nhất.
1.3. Các quá trình kết hợp Anammox trong một bể phẩn ứng
Dựa trên khái niệm mới này, một số công nghệ kết hợp quá trình nitrit
hóa bán phần – Anammox trong cùng một bể phản ứng được nghiên cứu
rộng rãi trên thế giới là CANON (Complete Autotrophic Nitrogen Removal
Over Nitrite), SNAP (Single- stage Nitrogen removal using Anammox and
Partial nitritation), OLAND (Oxygen Limited Autotrophic Nitrification
Denitrification), SNAD (Simultaneous partial Nitrification, Anammox and
Denitrification).
1.4. Một số nghiên cứu ứng dụng quá trình Anammox xử lý nƣớc thải
giàu nitơ trong và ngoài nƣớc
Nhiều mô hình khác nhau đã được sử dụng để nghiên cứu quá trình
Anammox xử lý nitơ trong nước thải như sau:
Bảng 1.1. Tóm tắt các quá trình nghiên cứu và ứng dụng nhóm vi khuẩn
Anammox trong xử lý nước thải giàu ammonia ở một số quốc gia trên thế
giới


5

Quốc gia

Hà Lan

Đức

Thụy Điển

Tây Ban Nha

Nội dung nghiên cứu chính
Vi sinh vật học và ứng dụng quá trình
Anammox trong xử lý nước thải ở quy mô Pilot
và quy mô công nghiệp; Sinh lý học của vi
khuẩn Anammox, phương pháp đánh dấu sinh
học phát hiện vi khuẩn Anammox.
Kỹ thuật loại ammonia dùng màng vi sinh di
động; Vi sinh vật học và ứng dụng của quá
trình Anammox; Sinh lý học của vi khuẩn
Anammox.
Kỹ thuật loại ammonia dùng màng vi sinh di
động; Các nghiên cứu trên quy mô công
nghiệp, quy mô pilot và quy mô phòng thí
nghiệm; các quá trình 1 giai đoạn và 2 giai
đoạn.
Sinh lý học của vi khuẩn Anammox.

Tham khảo
[119], [120],
[121], [122]

[123], [124]

[125], [126]

[127], [128]

Mỹ

Ứng dụng quá trình Anammox trong xử lý chất
thải chăn nuôi gia cầm.

[112]

Nhật

Quá trình tạo bùn dạng hạt của vi khuẩn
Anammox và ứng dụng; Các phương pháp sinh
học phân tử trong nhận dạng vi khuẩn
Anammox

[45], [93]

Hàn Quốc

Ứng dụng của quá trình Anammox trong xử lý
chất thải chăn nuôi heo

[111], [129]

Trung Quốc

Mô hình hóa quá trình Nitrat hóa – Anammox;
quá trình tạo bùn hạt vi khuẩn Anammox quy

mô phòng thí nghiệm; khởi động quá trình loại
bỏ ammonia quy mô phòng thí nghiệm; làm
giàu và nuôi cấy vi khuẩn Anammox

[130]

Hà Lan

Ứng dụng quá trình SHARON – Anammox xử
lý nước thải giàu ammonia

[80]

Thụy Sĩ

Ứng dụng quá trình sinh học xử lý nước thải
giàu ammonia bằng quá trình nitrit hóa một
phần và quá trình oxy hóa ammonia kị khí tiếp
theo (Anammox) quy mô Pilot

[117]

Nghiên cứu các ứng dụng vào xử lý nitơ vẫn đang còn là lĩnh vực khá
mới mẻ trên thế giới, vì vậy cũng là vấn đề rất mới lạ ở Việt Nam.
Phương và cộng sự, (2009), đã nghiên cứu ứng dụng nhóm vi khuẩn
Anammox trong xử lý nước thải chăn nuôi heo.


6
Liệu và cộng sự, (2008) [131], nghiên cứu về phát triển quá trình xử lý

sinh học mới loại bỏ nitơ trong nước thải trên cơ sở phản ứng Anammox sử
dụng quá trình SNAP.
Theo nghiên cứu của Phương, (2011) sử dụng mô hình Swim Bed trên
nước thải chế biến mủ cao su.
Theo nghiên cứu của Nhật, (2012) thực hiện trên mô hình PNBCR với
nước thải cao su (đầu ra sau quá trình Nitrit hóa bán phần) [132].
Theo nghiên cứu của Nhật và cộng sự (2014) [133], cho thấy khi kết hợp
hai quá trình Nitrit hóa bán phần sử dụng bể SBR theo sau là bể HAR Anammox hybrid reactor cho quá trình Anammox xử lý nước rỉ rác.
Từ các tài liệu đã tổng quan và các kết quả nghiên cứu ứng dụng quá
trình Anammox xử lý nước thải giàu nitơ trong và ngoài nước cho thấy quá
trình Anammox là quá trình tiềm năng, có nhiều khả năng trong ứng dụng xử
lý nước thải chế biến mủ cao su. Vì vậy, luận án đã tiến hành nghiên cứu
ứng dụng quá trình Anammox trong điều kiện kết hợp cùng các quá trình
nitrit hóa và khử nitrat để xác định các thông số điều kiện vận hành cũng
như đánh giá hiệu quả xử lý và hiệu quả kinh tế nhằm hoàn thiện công nghệ
xử lý nước thải chế biến mủ cao su.
CHƢƠNG 2. CƠ SỞ LÝ THUYẾT QUÁ TRÌNH NITRIT HÓA BÁN
PHẦN – ANAMMOX
2.1. Quá trình nitrit hóa bán phần
So sánh với quá trình loại bỏ nitơ truyền thống (nitrat hóa, khử nitrat),
thuận lợi của quá trình nitrit hóa bán phần là nhu cầu oxy thấp hơn (ít hơn
25%), nhu cầu cacbon hữu cơ thấp hơn hoặc không cần tùy thuộc sau nó là
quá trình khử nitrat hoặc Anammox [80] [134] [135]. Dựa trên khái niệm
mới này, quá trình Single reactor High activity Ammonia Removal Over
Nitrite (SHARON) được phát triển trường Đại học Delft, Hà Lan [17] [136].
Có nhiều yếu tố môi trường ảnh hưởng đến phản ứng của quá trình nitrit hóa
bán phần và một trong số chúng là thông số quan trọng để kiểm soát quá
trình nitrit hóa bán phần. Điểm quan trọng nhất của quá trình nitrit hóa bán
phần là việc tích lũy nitrit ổn định hay không.
2.2. Quá trình Anammox

Thật ra, phản ứng Anammox đã được dự báo từ trước khi phát hiện ra nó.
Trên cơ sở tính toán nhiệt động học [37][185] đã dự báo về sự tồn tại của các
vi khuẩn tự dưỡng có khả năng oxy hóa ammonium bởi nitrat, nitrit:
NH4+ + NO2-→ N2 + NO3- + 2H2O
∆G0 = - 357kj/mol
(2.1)
+
+
5NH4 + 3NO3 → 4N2 + 2H2O + 2H
∆G0 = - 297kj/mol
(2.2)
5NH4+ + 1,5O2 → NO2- + 2H+ + 2H2O ∆G0 = - 297kj/mol
(2.3)


7
Qua theo dõi sự cân bằng nitơ đã phát hiện thấy sự giảm đồng thời nồng
độ ammonium và nồng độ nitrat, nitrit cùng sự tạo thành nitơ phân tử ở điều
kiện kị khí [38] [44][79] .
Theo đó, quá trình Anammox được xác định là một quá trình sinh học,
trong đó ammonium được oxy hóa trong điều kiện kị khí với nitrit là yếu tố
nhận điện tử để tạo thành nitơ phân tử với sự tham gia của vi khuẩn
Anammox [44] [189].
Tiếp theo đó, phản ứng Anammox cũng đã lần lượt được phát hiện và
nhận dạng vi khuẩn Anammox tại các hệ thống xử lý nước thải bởi các nhà
khoa học Đức [190], Nhật Bản [191], Thụy Sĩ [192] và Bỉ [193].
Từ sự phát hiện trên (trong nhiều hệ thống xử lý nước thải có nồng độ
ammonium cao) các nhà khoa học đi đến việc tìm kiếm các vi khuẩn tham
gia quá trình Anammox trong các hệ sinh thái tự nhiên. Thực vậy, đã chứng
minh được rằng phản ứng Anammox giữ 50% vai trò tạo khí nitơ trong trầm

tích biển [48] tại vùng nước thiếu khí dưới đáy đại dương ở Costa Rica
[194]. Các vi khuẩn Anammox thuộc một chi mới cũng phát hiện được trong
vùng nước gần đáy biển đen [194].
2.3. Động học quá trình
Động học của quá trình xử lý sinh học liên quan đến quá trình sinh
trưởng tế bào và quá trình phân hủy nội bào. Các phương trình động học cơ
bản được trình bày trong bảng 2.16
Bảng 2.16. Các phương trình động học cơ bản [285]
Mô hình
Tổng quát

Phƣơng trình động học

Ghi chú

Bậc 1

Bậc 2
( )
⁄
Tương quan giữa hiệu quả khử cơ
chất, thời gian phản ứng và hàm lượng
sinh khối.
Grau và cộng sự

Monod

Tương quan giữa hiệu quả khử cơ
chất, thời gian phản ứng và hàm
lượng sinh khối

8
Phƣơng trình động học

Mô hình
Contois

Chen
Hashimoto

&

Mc Carty
Young

&

Dewall
Chion

&

Stover
Kincannon

Ghi chú

Tương quan giữa hiệu quả khử cơ chất
và thời gian lưu nước.

y: Hiệu quả khử COD (%)
x: Thời gian lưu nước
y: tải trọng hữu cơ được loại
bỏ (kg COD/m2. ngày) hoặc
(kg COD/m3.ngày)
x: Nồng độ cơ chất sau xử lý

Tương quan giữa tải trọng hữu cơ (đã
bị khử) và nồng độ cơ chất sau xử lý

Với
Tải trọng thủy lực và nồng độ chất
hữu cơ tương quan với tốc độ khử
chất hữu cơ và hiệu quả xử lý.

Theo phương trình:

Eckenfelder
(1970)

|

|

ln
ln

ln

C, n: các hằng số thực nghiệm, n = 0,3 0,7
Chú thích:
Y:
Hệ số sản lượng tế bào;
µ:
Tốc độ sinh trưởng riêng;
µm:
Tốc độ sinh trưởng riêng tối đa;
:
Umax
Hằng số tốc độ tiêu thụ cơ chất lớn nhất;
Ks :
Hằng số bán vận tốc, hàm lượng cơ chất ở tốc độ sinh trưởng bằng ½ µm;
KB:
Hằng số bão hòa;
k:
Hệ số sử dụng cơ chất tối đa;
kd:
Hệ số phân hủy nội bào;
k2(S):
Hằng số dụng cơ chất của mô hình động học bậc hai;
B:
Hằng số bão hòa Contois
θc :
Thời gian lưu bùn;
A:
Diện tích mặt cắt ngang của bể
D:
Chiều cao lớp vật liệu lọc

gVSS/g BOD
ngày -1
ngày
g/L/ngày
g/L
g/L/ngày
ngày -1
ngày -1
ngày -1
ngày
m2
m

Nhận xét: Đối với các dạng mô hình sinh học có sử dụng hệ vi sinh tăng
trưởng lơ lửng và tăng trưởng bám dính, thì việc xác định các thông số động
học có thể phân tách riêng.


9
CHƢƠNG 3. PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
3.1. Nội dung nghiên cứu
Các nội dung nghiên cứu cụ thể của luận án này được trình bày trong
hình 3.1.
Làm giàu bùn Anammox
Nội dung 1. Làm giàu
bùn mô hình OLAND

Nội dung 2. Đánh giá
mô hình OLAND chế độ
thổi khí liên tục ở DO

khác nhau

Làm giàu bùn AOB

DO: 0,4 – 0,8 mg/L
DO: 0,2 – 0,4 mg/L
DO: 0,1 – 0,2 mg/L

Nội dung 3. Đánh giá
mô hình OLAND ở các
chế độ thổi khí gián
đoạn khác nhau

Hiệu quả
chuyển
hóa nitơ

Chế độ thổi khí A
20 phút nghỉ - 40 phút thổi

Chế độ thổi khí B
30 phút nghỉ - 30 phút thổi

Hiệu quả
xử lý COD
Độ kiềm
và điện
năng tiêu
thụ
SAA

Nội dung 4. Đánh giá
hoạt tính vi khuẩn của
mô hình OLAND
Nội dung 5. Mô phỏng
các phản ứng sinh hóa
diễn ra trong quá trình
vận hành của bể
OLAND bằng mô hình
toán học

Đánh giá hoạt tính vi khuẩn
mô hình OLAND
Xác định chủng vi khuẩn
trong mô hình OLAND
Xác định thông số động học
vi khuẩn trong mô hình
OLAND

AOB
NOB
Khử
nitrat

Xác định mức độ tương
thích của mô hình và dữ liệu

Hình 3.1. Sơ đồ nội dung nghiên cứu
3.2. Mô hình thí nghiệm
3.2.1. Nội dung 1. Làm giàu bùn mô hình OLAND

3.2.1.1. Mô hình OLAND
Nghiên cứu được tiến hành ở quy mô phòng thí nghiệm và được đặt tại
phòng thí nghiệm khoa Môi trường và Tài nguyên – Đại học Bách Khoa
TP.HCM.


10
Thí nghiệm được thiết lập chính gồm bể chứa 30 L và hệ điều khiển tự
động như hình 3.2.
Ghi chú
1. Can chứa dung
dịch NaHCO3 8%
2. Bồn chứa nước
thải 250L
3. Bể phản ứng
OLNAD
4. Thùng chứa nước
đầu ra

Hình 3.2. Mô hình OLAND
Bể phản ứng hoạt động theo mẻ gồm 04 pha: (1) pha nạp, (2) pha phản
ứng, (3) pha lắng và (4) pha xả. Trong bể phản ứng, nước thải được xáo trộn
hoàn toàn ở pha nạp và pha phản ứng nhờ khung quay có giá thể sợi polyeste
cố định với motơ khuấy, tốc độ quay 10 vòng/phút. Trong quá trình hoạt
động, bể phản ứng được cấp khí bằng máy thổi khí thông qua hệ thống ống
đục lỗ đặt sát đáy bể và DO được kiểm soát tự động theo một ngưỡng giá trị
mong muốn bằng bộ điều khiển DO. Giá trị pH trong bể cũng được kiểm
soát bằng bộ điều khiển pH, sử dụng dung dịch NaHCO3 bằng bơm định
lượng thông qua van trên cùng. Nước sau khi xử lý được xả vào xô (4) 15L
qua van giữa cho đến khi đạt được thể tích nhỏ nhất Vmin . Quá trình hoạt

động của bể được điều khiển tự động bằng phần mềm STEP 4 qua tủ điện
PLC. Quá trình nạp nước, xả nước, phản ứng, lắng hoạt động theo 3 que điện
cực trong bể nối với PLC.
3.2.1.2. Vật liệu thí nghiệm
(a) Nước thải nhân tạo
Ở thí nghiệm làm giàu bùn, nuôi cấy bùn Anammox và AOB, nghiên cứu
sử dụng nước thải nhân tạo. Nước thải nhân tạo trong thí nghiệm ở nội dung
1 bao gồm: nước thải làm giàu bùn Anammox và bùn AOB.
(b) Bùn nuôi cấy
Bùn nuôi cấy trong mô hình OLAND gồm bùn Anammox và bùn AOB
được lấy từ phòng thí nghiệm khoa Môi trường và Tài nguyên – Đại học
Bách Khoa TP.HCM.
3.2.1.3. Điều kiện vận hành
Mô hình thí nghiệm được vận hành tại phòng thí nghiệm khoa Môi
trường và Tài nguyên – Đại học Bách Khoa TP.HCM. Nghiên cứu thực hiện
ở điều kiện nhiệt độ. Bể phản ứng được vận hành theo chế độ nạp theo mẻ


11
với thể tích nạp là 15 L, tỷ số trao đổi thể tích là 0,5. Thời gian của một chu
kỳ là 480 phút, bao gồm 4 pha: (1) pha nạp: 10 phút, (2) pha phản ứng: 420
phút, (3) pha lắng: 40 phút, (4) pha xả: 10 phút. Thời gian lưu nước là 0,6
ngày. Điều kiện vận hành ở thí nghiệm làm giàu bùn được trình bày trong
bảng 3.4.
Bảng 3.4. Điều kiện vận hành của thí nghiệm nội dung 1
Thông số

Đơn vị

DO

pH
HRT

mg/L
ngày

Giá trị
Nuối cấy Anammox
< 0,5
6,8 – 7,0
0,6

Nuôi cấy AOB
0,4 – 0,8
7,3 – 7,5
0,6

3.2.2. Nội dung 2. Đánh giá mô hình OLAND chế độ thổi khí liên tục ở
các giá trị DO khác nhau
3.2.2.1. Mô hình OLAND
Sau khi làm giàu bùn, mô hình OLAND thí nghiệm ở nội dung 1 được
tiếp tục nghiên cứu trong nội dung 2.
3.2.2.2. Vật liệu thí nghiệm
(a) Nước thải chế biến mủ cao su đã tiền xử lý COD
Nước thải chế biến mủ cao su đã tiền xử lý COD của nhà máy xử lý nước
thải mủ cao su thuộc Công ty Cổ phần Cao su Phước Hòa (Ấp 1B, Chánh
Phú Hòa, Bến Cát, Bình Dương).
(b) Bùn nuôi cấy
Bùn nuôi cấy được tiếp tục duy trì từ thí nghiệm của nội dung 1 của mô
hình OLAND, các đặc tính bùn được trình bày trong chương 4.

3.2.2.3. Điều kiện vận hành
Sau khi kết thúc thí nghiệm làm giàu bùn, luận án tiếp tục nghiên cứu với
nước thải chế biến mủ cao su chế độ thổi khí liên tục ở các giá trị DO lần
lượt là: 0,4 – 0,8 mg/L, 0,2 – 0,4 mg/L, 0,1 – 0,2 mg/L. Giá trị DO trong bể
phản ứng được duy trì hệ thống thổi khí dưới đáy bể với sự điều chỉnh của
bộ điều khiển DO.
Nghiên cứu thực hiện ở điều kiện nhiệt độ phòng. Bể phản ứng được vận
hành theo chế độ nạp theo mẻ với thể tích nạp là 15 L, tỷ số trao đổi thể tích
là 0,5. Thời gian của một chu kỳ là 480 phút, bao gồm 4 pha: (1) pha nạp: 10
phút, (2) pha phản ứng: 420 phút, (3) pha lắng: 40 phút, (4) pha xả: 10 phút.
Giá trị pH được duy trì trong suốt thí nghiệm là 7,5 – 7,8 và thời gian lưu
nước HRT = 0,6 ngày.


12
3.2.3. Đánh giá mô hình OLAND ở các chế độ thổi khí gián đoạn khác
nhau
3.2.3.1. Mô hình OLAND
Sau khi kết thúc thí nghiệm ở nội dung 2, mô hình OLAND được tiếp tục
nghiên cứu trong nội dung 3.
3.2.3.2. Vật liệu thí nghiệm
(a) Nước thải chế biến mủ cao su
Nước thải chế biến mủ cao su đã tiền xử lý COD của nhà máy xử lý
nước thải mủ cao su thuộc Công ty Cổ phần Cao su Phước Hòa (Ấp 1B,
Chánh Phú Hòa, Bến Cát, Bình Dương).
(b) Bùn nuôi cấy
Bùn nuôi cấy được tiếp tục duy trì từ thí nghiệm của nội dung 2 của mô
hình OLAND, các đặc tính bùn được trình bày trong chương 4.
3.2.3.3. Điều kiện vận hành
Thí nghiệm thực hiện ở điều kiện nhiệt độ phòng. Bể phản ứng được vận

hành theo chế độ nạp theo mẻ với thể tích nạp là 15 L, tỷ số trao đổi thể tích
là 0,5. Thời gian của một chu kỳ là 480 phút, bao gồm 4 pha: (1) pha nạp: 10
phút, (2) pha phản ứng: 420 phút, (3) pha lắng: 40 phút, (4) pha xả: 10 phút.
pH được duy trì trong bể phản ứng từ 7,5 – 7,8 và thời gian lưu nước HRT là
0,6 ngày.
Nghiên cứu này được thực hiện ở 02 chế độ thổi khí gián đoạn với thời
gian nghỉ thổi khí và thổi khí khác nhau lần lượt 20 phút nghỉ – 40 phút thổi
và 30 phút nghỉ – 30 phút thổi được lặp lại 7 lần trong pha phản ứng của một
chu kỳ thí nghiệm được biểu diễn ở hình 3.4.

Hình 3.4. Sơ đồ vận hành một chu kỳ thí nghiệm với chế độ thổi khí gián
đoạn (A) 20 phút nghỉ – 40 phút thổi và (B) 30 phút nghỉ – 30 phút thổi
3.2.4. Nội dung 4. Đánh giá hoạt tính vi khuẩn của mô hình OLAND
Sử dụng phương pháp đo hoạt tính theo Third, 2001 [301] và được thực
hiện ở giai đoạn hiệu quả xử lý tổng nitơ tốt nhất trong mô hình thí nghiệm.


13
3.2.4.1. Mô hình thí nghiệm đánh giá hoạt tính dạng mẻ
Nghiên cứu được tiến hành ở quy mô phòng thí nghiệm và được đặt tại
phòng thí nghiệm khoa Môi trường và Tài nguyên – Đại học Bách Khoa
TP.HCM. Mô hình để thực hiện thí nghiệm ở nội dung 4 là mô hình thí
nghiệm đánh giá hoạt tính dạng mẻ được thể hiện trong hình 3.5.
Ghi chú:
1. Máy khuấy từ
2. Bình oxy nén
3. Bình phản ứng kín
4. Điện cực DO DurOx 325
5. Cá khuấy từ 4cm
6. Van cấp khí nối với đá bọt

7. Van xả khí dư
8.Nút cao su châm ammonia
và rút mẫu

Hình 3.5. Mô hình dạng mẻ
Bình phản ứng là bình kín hình trụ bằng nhựa acrylic có dung tích hiệu
dụng là 2L, chiều cao 150 mm, đường kính trong 140mm, mặt bích vát
nghiêng 20o để loại bỏ yếu tố oxy hòa tan vào nước từ mặt thoáng. Mô hình
được khuấy trộn liên tục bằng cá từ ở tốc độ 200 vòng/phút. Các thông số
nhiệt độ và DO được đo bằng điện cực WTW DurOx 325. Mô hình bao gồm
một van xả khí dư, một van cấp khí từ bình khí nén và nối với hệ thống phân
phối khí trong bình bằng đá bọt, một lỗ gắn nút cao su để thuận tiện cho việc
bổ sung ammonia và lấy mẫu bằng syringe 60 ml.
3.2.4.2. Vật liệu thí nghiệm
 Nước thải nhân tạo
Nước thải nhân tạo dùng để xác định hoạt tính của vi khuẩn Anammox
SAA, vi khuẩn oxy hóa ammonia AOB, vi khuẩn oxy hóa nitrit NOB và vi
khuẩn khử nitrat được chia làm 03 nhóm: Nhóm 1: dung dịch cơ chất phản
ứng; Nhóm 2: dung dịch rửa bùn; Nhóm 3: dung dịch vi lượng.
 Bùn thí nghiệm
Thí nghiệm này được thực hiện khi giai đoạn hiệu quả xử lý tổng nitơ tốt
nhất trong mô hình OLNAD ở các thí nghiệm 1, 2 và 3, gồm bùn lơ lửng và
bùn giá thể. Giá thể trong bể phản ứng được cắt ra để đo hoạt tính bùn giá
thể. Bùn giá thể và bùn lơ lửng sau khi lấy ra khỏi bể phản ứng sẽ được rửa
ba lần bằng nước cất để loại bỏ cơ chất nền. Nồng độ bùn thí nghiệm ở mỗi
mẻ là 1g MLVSS/L.
3.2.4.3. Điều kiện vận hành
Thí nghiệm 4 xác địng hoạt tính của vi khuẩn Anammox SAA, vi khuẩn
oxy hóa ammonia AOB, vi khuẩn oxy hóa nitrit NOB và vi khuẩn khử nitrat.
Điều kiện vận hành thí nghiệm 4 được trình bày trong bảng 3.10.

14
Bảng 3.10. Điều kiện vận hành thí nghiệm ở nội dung 4
Thành phần
Nhiệt độ
pH
DO
Thời gian rửa bùn
Thời gian phản ứng

Đơn vị
0

C
mg/L
phút/mẻ
phút/mẻ

SAA
phòng
7,5 – 7,8
< 0,1
30
240

Giá trị
AOB và NOB
phòng
7,5 – 7,8

4,0 – 8,0
30
120

Khử nitrat
phòng
7,5 – 7,8
< 0,1
30
120

3.2.5. Nội dung 5. Mô hình toán học để mô phỏng các phản ứng sinh hóa
diễn ra trong quá trình vận hành của bể OLAND
3.2.5.1. Cơ sở lý thuyết
Mô hình toán 1D của Volcke và cộng sự (2010) [298] ; Cema và cộng sự
(2012) [299] đã được hiệu chỉnh cho phù hợp với mô hình thực nghiệm của
đề tài và được áp dụng để đánh giá hiệu quả của quá trình xử lý nước thải
của bể OLAND. Mô hình toán học này bao gồm một hệ 8 phương trình đạo
hàm. Trong đó, 4 phương trình đầu biểu diễn: quá trình oxy hóa ammonia
thành nitrit bởi vi khuẩn AOB (phương trình 3.1), tiếp theo là quá trình
chuyển hóa NO2 sang NO3 bởi vi khuẩn NOB (phương trình 3.2), vi khuẩn
Anammox chuyển hóa NH4 và NO2 thành khí N2 (phương trình 3.3), bên
cạnh đó còn có các chủng vi khuẩn hiếu khí khác cũng tham gia vào quá
trình oxy hóa ammonia (phương trình 3.4). Các phương trình còn lại
(phương trình 3.5 – 3.8) lần lượt biểu diễn sự suy giảm của NH4, NO2, NO3
và COD gây ra do các chủng vi khuẩn AOB, NOB, Anammox và các chủng
dị dưỡng khác.
Ngoài ra, để đảm bảo tính chính xác cho quá trình tính toán, các phương
trình tính lượng suy giảm (chết) của các chủng vi khuẩn cũng được tích hợp
trong quá trình tính toán (phương trình 3.9 -3.12).

3.2.5.2. Hiệu chỉnh mô hình:
Hiệu chỉnh mô hình là bước quan trọng nhất trong toàn bộ quá trình thiết
lập mô hình. Mục đích của việc hiệu chỉnh mô hình là để có được một bộ các
thông số phù hợp. Các bước tiến hành hiệu chỉnh mô hình bao gồm:
(i) Mô phỏng với các tham số mô hình mặc định,
(ii) Phân tích độ nhạy,
(iii) Lựa chọn các thông số mô hình cần được điều chỉnh.
Các tham số của hệ phương trình này được hiệu chỉnh dựa trên số liệu
của thí nghiệm 2 tương ứng với 3 điều kiện DO thuộc các khoảng từ 0,4 –
0,8; 0,2 – 0,4; 0,1 – 0,2.
3.2.5.3. Kiểm định mô hình
Sau khi các giá trị tham số của hệ phương trình này được thiết lập, quá
trình kiểm định mô hình được thực hiện. Mục tiêu cơ bản của việc kiểm định
mô hình là để so sánh dự đoán bằng mô hình được hiệu chỉnh với dữ liệu


15
thực để kiểm định những tương đồng và sự sai khác giữa kết quả dự đoán
của mô hình và kết quả thực đo.
Số liệu của thí nghiệm 3 (thí nghiệm thổi khí A và B) của đề tài được áp
dụng cho quá trình kiểm định mô hình.
3.3. Vật liệu và phƣơng pháp phân tích
3.3.1.1. Phân tích hóa học
Các phương pháp phân tích được sử dụng trong nghiên cứu này để xác
định các thông số của nước thải được phân tích theo APPHA [11].
3.3.1.2. Phương pháp xác định cộng đồng vi khuẩn Anammox - Kỹ thuật
Metagenomics DNA
Các kỹ thuật xác định cộng đồng vi khuẩn Anammox được phối hợp
thực hiện cùng Đại học – Hàn Quốc.
Mẫu bùn được lấy từ bể OLAND. Metagenomics DNA được tách chiết

từ sinh khối bùn sử dụng FasDNA spin kit for soil (MP Biomedicals, OH,
USA) theo hướng dẫn của nhà sản xuất. Việc khuếch đại đoạn gene 16S
rDNA được thực hiện bởi công ty Macrogen (Hàn Quốc) sử dụng cặp mồi
chuyên biệt V34.
CHƢƠNG 4. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN
4.1. Nội dung 1. Làm giàu bùn mô hình OLAND
4.1.1. Làm giàu bùn Anammox
Thí nghiệm làm giàu bùn Anammox diễn ra trong 30 ngày, tải trọng nitơ
đầu vào tăng dần từ 0,08 kgN/m3.ngày, 0,16 kgN/m3.ngày và 0,42
kgN/m3.ngày tương ứng với nồng độ NO2--N = NH4+-N lần lượt là 25, 50,
125 mgN/L.

Hình 4.1. Diễn biến thành phần các hợp chất nitơ đầu ra ở các tải trọng nitơ
đầu vào khác nhau trong thí nghiệm làm giàu bùn Anammox


16
Các tỷ lệ NO2--N /NH4+-N ~1,21, NO3--N/NH4+-N ~0,22 và TN/NH4+-N ~
1,99 ổn định và tiệm cận với giá trị lý thuyết lần lượt là NO2--N /NH4+N=1,32, NO3--N/NH4+-N=0,26 và TN/NH4+-N =2,06.
Hơn nữa quan sát bùn trong bể phản ứng thấy sau 5 ngày thí nghiệm, bùn
đã bám đều trên giá thể. Kết thúc thí nghiệm làm giàu bùn anamomx, nồng
độ MLSS bùn lơ lửng duy trì khoảng 2.500 mgMLSS/L và bùn giá thể 2.000
mgMLSS/L, tỷ lệ MLVSS/MLSS là 0,62, cho thấy khả năng bám giữ và tích
lũy bùn của giá thể là rất tốt.
4.1.2. Làm giàu bùn AOB
Giai đoạn nuôi cấy và làm giàu bùn AOB diễn ra trong 60 ngày, được
thực hiện sau khi mô hình OLAND đã hoàn thành giai đoạn nuôi cấy bùn
Anammox. Giai đoạn này mô hình OLAND tiếp tục được duy trì ở tải trọng
đầu vào 0,42 kgN/m3.ngày với tổng nitơ đầu vào TN = NH4+-N = 250
mgN/L.

Hình 4.5. Sự biến thiên nồng độ các thành phần nitơ trong đầu ra trong
thí nghiệm làm giàu bùn AOB
Trong giai đoạn làm giàu bùn AOB, mô hình OLAND được vận hành ở
DO gới hạn từ 0,4 – 0,8 mg/L. hiệu quả xử lý tổng nitơ của mô hình
OLAND trung bình đạt 83,7%, hiệu quả xử lý NH4+-N đạt 100%.
Hơn nữa tỷ lệ sinh ra trên tổng nitơ tiêu thụ NO3--N/TN trung bình đạt
5,67 ± 3,37 %, thấp hơn so với tỷ lệ lý thuyết của quá trình CANON là 13%.
Điều này chứng tỏ một phần nitrat sinh ra trong quá trình này đã bị loại bỏ
bởi vi khuẩn khử nitrat sử dụng nguồn cacbon hữu cơ từ quá trình tự phân
hủy bùn bên trong giá thể.
Kết thúc thí nghiệm làm giàu bùn AOB, nồng độ MLSS của bùn trên giá
thể và bùn lơ lửng trung bình lần lượt khoảng 3.200 mg MLSS/L và 3.498
mg MLSS/L; tương ứng lần lượt nồng độ MLVSS 2.022 mg MLVSS/L và
2.186 mg MLVSS/L. Tỷ lệ MLVSS/MLSS của bùn trên giá thể và bùn lơ
lửng lần lượt là 0,632 và 0,625. Quá trình khuấy trộn và thổi khí được theo
dõi chặt chẽ, giúp vi khuẩn Anammox và AOB phát triển tốt trong bùn lơ
lửng và bùn giá thể.


17
4.2. Nội dung 2. đánh giá mô hình OLAND chế độ thổi khí liên tục ở các
giá trị do khác nhau
4.2.1. Hiệu quả chuyển hóa các thành phần nitơ
Sau khi bể OLAND kết thúc thí nghiệm 1 làm giàu bùn bằng nước thải
nhân tạo với hiệu suất tương đối ổn định sẽ được vận hành bằng nước thải
chế biến cao su đã tiền xử lý COD. Nghiên cứu trên đối tượng nước thải cao
su được thực hiện ở 75 ngày thí nghiệm ở các giá trị DO khác nhau 0,4 – 0,8
mg/L, 0,2 – 0,4 mg/L, 0,1 – 0,2 mg/L.

Hình 4.11. Sự biến thiên các hợp chất nitơ ở các giá trị DO khác nhau trong
thí nghiệm ở nội dung 2
Ở 15 ngày đầu tiên (hình 4.11), DO được kiểm soát khoảng 0,40 - 0,80
mg/L, hiệu quả xử lý ammonia không ổn định 75 ± 25%, hiệu quả xử lý TN
khoảng 63 ± 23% (n=15). Nồng độ ammonia và nitrit đầu ra còn khá cao lần
lượt là 20 ± 17 (n=15) và 15,1 ± 8,0 mg N/L (n=15). Lý giải cho vấn đề này
có thể có thể do: (1) thời gian lưu nước trong bể OLAND chưa đủ cho phản
ứng Anammox; (2) nồng độ DO trong bể khá cao 0,40- 0,80 mg N/L gây ức
chế hoạt tính Anammox.
Từ ngày 16 đến ngày 30, DO được kiểm soát khoảng 0,20- 0,40 mg/L,
hiệu quả xử lý đạt khá cao là 80 ± 14% (n=15) tăng khoảng 10% so với khi
kiểm soát ở DO 0,40- 0,80 mg/L. Hiệu quả chuyển hoá ammonia gần như
đạt 100%. Giá trị ammonia hầu như không phát hiện ở đầu ra bể phản ứng
nhưng nồng độ nitrit vẫn còn cao trong bể (14,2 ± 7,8 mg/L, n=14) cho thấy
cơ chất ammonia không đủ cho phản ứng Anammox nhằm loại bỏ phần nitrit
còn lại. Giá trị nitrat đầu ra khoảng 6,1 ± 4,6 mgN/L (n=14) thấp hơn ở giai
đoạn đầu là (11,7 ± 10,0 mg N/L, n=14), điều này chức tỏ vi khuẩn NOB
vẫn tồn tại và phát triển trong bể nhưng hoạt tính đã giảm hơn so với ở giai
đoạn đầu.
Nhằm giảm tốc độ chuyển hoá ammonia, ức chế hoạt tính NOB trong
bể, DO trong bể được kiểm soát và duy trì ớ mức 0,10- 0,20 mg/L trong bể


18
OLAND. Từ ngày 31 đến ngày 7, hiệu quả xử lý ổn định ammonia và tổng
nitơ đạt được lần lượt là 100 ± 0,0% và 92 ± 2% (n=45), tương ứng với giá
trị ammonia và TN đầu ra rất thấp lần lượt là 0,0 ± 0,0 mgN/L và 13 ± 4
mgN/L (n=45). Kết quả này cho thấy giá trị DO= 0,10- 0,20 mg/L là phù
hợp cho kiểm soát quá trình trong mô hình OLAND xử lý nước thải chế biến
mủ cao su.

Trong suốt thời gian thí nghiệm 2, tỷ lệ nitrat sinh ra trên tổng nitơ tiêu
thụ trung bình 6,83 ± 7,86%, thấp hơn nhiều so với ở các DO trước và thấp
hơn so với tỷ lệ lý thuyết của quá trình CANON (11%) và Anammox (13%),
cho thấy sự hiện diện của vi khuẩn khử nitrat.
4.2.2. Hiệu quả xử lý thành phần ô nhiễm chất hữu cơ COD
Thí nghiệm tiến hành khảo sát hiệu quả xử lý COD cũng như so sánh tốc
độ tiêu thụ COD với tốc độ tiêu thụ COD theo lý thuyết do loại bỏ nitrat
chuyển hóa từ quá trình Anammox để đánh giá sự ảnh hưởng của COD trong
mô hình OLAND.

Hình 4.14. Nồng độ COD đầu vào và ra ở giá trị DO khác nhau trong thí
nghiệm ở nội dung 2
Hình 4.14 biểu diễn nồng độ COD đầu vào, đầu ra và hiệu suất xử lý
COD ở giá trị DO khác nhau trong thí nghiệm 2. Nồng độ COD đầu vào
cũng không ổn định và dao động từ 47 – 80 mg/L. Việc dao động nồng độ
COD đầu vào là do tùy vào các thời điểm sản xuất và mùa trong năm, làm
cho hiệu quả tiền xử lý COD ở nhà máy xử lý nước thải không ổn định. Hiệu
quả xử lý COD trung bình đạt 49 ± 17%. Hiệu quả xử lý COD ở giá trị DO
từ 0,4 – 0,8 mg/L, 0,2 – 0,4 mg/L và 0,1 – 0,2 mg/L lần lượt là ± 9%, 66 ±
11% và 56 ± 7%. Nồng độ COD đầu ra trung bình của trong suốt thời gian
thí nghiệm 2 là 30 ± 13 mg/L, 31 ± 13 mg/L ở DO từ 0,4 – 0,8 mg/L, 47 ±
16 mg/L ở DO từ 0,2 – 0,4 mg/L và 25 ± 6 mg/L ở DO từ 0,1 – 0,2 mg/L,
đều thấp so với QCVN 01-MT:2015/BTNMT, cột A (COD = 75 mg/L).


19
Theo lý thuyết khử nitrat thì 1mg NO3--N/L bị khử cần tiêu thụ 1,74 mg
COD/L. Khảo sát cho thấy tốc độ tiêu thụ COD hầu như luôn cao lý thuyết
khử nitrat do Anammox sinh ra. Điều này chứng tỏ trong mô hình OLAND
còn có mặt của vi khuẩn dị dưỡng khử COD tiêu thụ một phần COD trong

nước thải. Ngoài ra, quan sát được một số ngày tốc độ tiêu thụ COD theo lý
thuyết cao hơn so thực nghiệm, có thể cho thấy (1) quá trình khử nitrat trong
mô hình OLAND tiêu thụ ít COD hơn so với lý thuyết hoặc (2) trong sinh
khối bùn đã diễn ra hô hấp phân hủy chất hủy cơ và vi khuẩn khử nitrat sử
dụng chất hữu cơ này làm cơ chất. Tuy nhiên điều này chưa rõ ràng.
4.2.3. Điện năng và độ kiềm tiêu thụ
4.2.3.1. Độ kiềm tiêu thụ
Nồng độ kiềm tiêu thụ tương ứng với tải trọng nitơ. Tải trọng càng cao,
lượng kiềm tiêu thụ càng nhiều. Trung bình trong quá trình lượng kiềm bị
tiêu thụ là 4,07 ± 0,1 g CaCO3/gN.
4.2.3.2. Điện năng tiêu thụ
Điện năng tiêu thụ ở thí nghiệm này được ghi nhận liên tục trong 5 ngày
cuối ở giá trị DO từ 0,1 – 0,2 mg/L có số đo trung bình 3,26 ± 0,5 kWh/kg
N. Giá trị điện năng tiêu thụ này được đánh giá thấp hơn so với thực tế một
số nhà máy khảo sát được.
4.2.4. Đánh giá mô hình OLAND xử lý nƣớc thải cao su ở chế thổi khí
liên tục ở các giá trị DO khác nhau
Kết quả nghiên cứu cho thấy ở DO 0,10- 0,20 cho kết quả xử lý các hợp
chất nitơ và COD tốt nhất.
Kết quả cân bằng nitơ chỉ ra rằng chỉ ra rằng khoảng 82±8% nitơ được
loại bỏ bởi quá trình nitrit hoá bán phần kết hợp Anammox, khoảng 6±3%
nitơ được xử lý bởi quá trình khử nitrat và 2±1% nitơ tích lũy vào sinh khối
bùn. Nitrat tạo ra do phản ứng Anammox được sử dụng trong quá trình khử
nitrat cùng với bCOD có trong nước thải chế biến mủ cao su.
Nghiên cứu tiến hành phân tích mối tương quan giữa các yếu tố trong
mô hình OLAND ở chế độ thổi khí liên tục:
Tốc độ loại bỏ TN (mgN/L.ngày) = 0,667 x tốc độ loại bỏ NH4+-N
(mgN/L.ngày) - 0,040 x tốc độ loại bỏ COD (mg/L.ngày) + 0,074 x độ kiềm
tiêu thụ (gCaCO3/gN) – 1,061 x tốc độ sinh nitrat đầu ra (mgN/L.ngày) +
21,631

(4.1)
4.3. Nội dung 3. Đánh giá mô hình OLAND ở các chế độ thổi khí gián
đoạn khác nhau
4.3.1. Hiệu quả chuyển hóa các thành phần nitơ
Thí nghiệm 3 được thực hiện ở chế độ thổi khí gián đoạn A và B diễn ra
trong 90 ngày. Trong đó, chế độ thổi khí gián đoạn A với 20 phút nghỉ - 40


20
phút thổi diễn ra trong 45 ngày và chế độ thổi khí gián đoạn B với 30 phút
nghỉ - 30 phút thổi diễn ra trong 45 ngày. Thời gian lưu nước là 0,6 ngày cho
cả 02 chế độ thổi khí gián đoạn A và B.

Hình 4.19. Nồng độ ammonia đầu vào và sự biến thiên của các thành phần
nitơ đầu ra, hiệu suất xử lý TN trong mô hình OLAND của thí nghiệm ở nội
dung 3
Trong chế độ thổi khí gián đoạn A (20 phút nghỉ - 40 phút thổi), hiệu suất
xử lý TN từ 46 – 99% và cao nhất đạt 99 % ở ngày thứ 39 với NLR = 0,18
kgN/m3.ngày. Hiệu suất chuyển hóa NH4+-N từ 48 -100%, đạt 100% và ổn
định từ ngày thứ 39 đến ngày thứ 45, khi đó nồng độ NO3--N đầu ra rất thấp,
hầu như không phát hiện được, và luôn thấp hơn tỷ lệ NO3--N sinh ra trong
phản ứng Anammox là 13%, điều này chứng tỏ sự có mặt của vi khuẩn khử
nitrat trong mô hình OLAND.
Sau thí nghiệm ở chế độ thổi khí gián đoạn A, mô hình được vận hành ở
chế độ thổi khí gián đoạn B (30 phút nghỉ - 30 phút thổi) từ ngày thứ 46 đến
ngày thứ 90. Hiệu suất chuyển hóa NH4+-N dao động từ 33% - 70%, hiệu
suất loại bỏ TN dao động từ 10% - 35%. Nồng độ NH4+-N chưa chuyển hóa
hoàn toàn trong đầu ra, dao động từ 48 – 91 mgN/L. Điều này có thể do
chuyển sang chế độ thổi khí gián đoạn B 30 phút nghỉ – 30 phút thổi làm mô
hình OLAND vận hành chủ yếu ở chế độ kỵ khí, thời gian cung cấp DO

không đủ, hoạt tính AOB bị giảm xuống, thiếu cơ chất cho vi khuẩn
Anammox hoạt động. Nồng độ NO3--N đầu ra từ 5 – 14 mg/L, cho thấy xuất
hiện vi khuẩn oxy hóa nitrit NOB. Quan sát bùn trên giá thể thấy bùn đã mất
đi các đốm bùn đỏ ban đầu từ thí nghiệm 2. Bùn giá thể chuyển sang màu
đen đậm, và kết dính chặt chẽ trên giá thể. Vì vậy, thí nghiệm tiến hành rũ
bỏ bùn trên giá thể và bổ sung bùn vào ngày thứ 12 của chế độ thổi khí gián
đoạn B. Hiệu quả xử lý tổng nitơ bắt đầu tăng lên rõ rệt ở ngày thứ 13 và
tăng dần đến ngày thứ 45 nhưng vẫn còn thấp hơn chế độ thổi khí gián đoạn


21
A. Như vậy, cần phải loại bỏ bùn già, bùn chết trên giá thể để đảm bảo hiệu
quả xử lý ổn định.
4.3.2. Hiệu quả xử lý thành phần ô nhiễm chất hữu cơ COD
Tương tự ở thí nghiệm 2, nghiên cứu cũng tiến hành đánh giá các ảnh
hưởng của thành phần COD trong thí nghiệm 3.

Hình 4.22. Nồng độ COD đầu vào và ra trong mô hình OLAND của thí
nghiệm ở nội dung 3
Quan sát cho thấy nồng độ COD đầu vào cũng không ổn định và dao
động mạnh trong khoảng ở chế độ thổi khí gián đoạn A từ 43 – 105 mg/L và
ổn định hơn trong chế độ thổi khí gián đoạn B từ 28 – 63 mg/L. Hiệu quả xử
lý COD trung bình đạt 39 ± 16%. Hiệu quả xử lý COD ở chế độ thổi khí
gián đoạn A và B lần lượt là 45% và 34%. Nồng độ COD đầu ra trung bình
của trong suốt thời gian thí nghiệm và ở từng chế độ thổi khí gián đoạn A, B
lần lượt là 33 ± 11 mg/L, 37 ± 13 mg/L và 34 ± 9 mg/L, đều thấp so với
QCVN 01-MT:2015/BTNMT, cột A (COD = 75 mg/L).
Theo lý thuyết khử nitrat thì 1mg NO3--N/L bị khử cần tiêu thụ 1,74 mg
COD/L. Khảo sát tốc độ tiêu thụ COD lý thuyết khử nitrat do Anammox
sinh ra cho thấy tốc độ tiêu thụ COD hầu như luôn cao hơn lý thuyết khử

nitrat do Anammox sinh ra. Điều này tương tự như ở thí nghiệm 2.
4.3.3. Điện năng và độ kiềm tiêu thụ
4.3.3.1. Độ kiềm tiêu thụ
Ở chế độ thổi khí gián đoạn A độ kiềm tiêu thụ theo NH4+-N chuyển hóa
và N-TN loại bỏ gần bằng nhau, trung bình lần lượt là 1,82 ± 0,70 g
CaCO3/g N và 1,93 ± 0,73 g CaCO3/g N, cho thấy quá trình khử nitrat đã
sinh ra độ kiềm (3,57 g CaCO3/g N), làm giảm độ kiềm tiêu thụ trong mô
hình OLAND.
Ở chế độ thổi khí gián đoạn B, độ kiềm tiêu thụ theo kiềm tiêu thụ theo
NH4+-N chuyển hóa thấp hơn nhiều so với độ kiềm tiêu thụ theo N-TN loại


22
bỏ, trung bình lần lượt là 3,73 ± 1,09 gCaCO3/gN và 6,40 ± 1,21
gCaCO3/gN, cho thấy quá trình Anammox đã bị ức chế và AOB, NOB đang
chiếm ưu thế trong bể phản ứng.
4.3.3.2. Điện năng tiêu thụ
Điện năng tiêu thụ của mô hình OLAND lần lượt ở các chế độ thổi khí
gián đoạn A và B đo được là 2,68 kWh/kg N và 2,59 kWh/kg N, thấp hơn so
với chế độ thổi khí liên tục là 3,26 kWh/kg N.
4.3.4. Đánh giá mô hình OLAND xử lý nƣớc thải cao su ở chế thổi khí
gián đoạn khác nhau
Nghiên cứu tiến hành phân tích mối tương quan giữa các yếu tố trong mô
hình OLAND ở chế độ thổi khí gián đoạn:
+
Tốc độ loại bỏ TN (mgN/L.ngày) = 0,906 x tốc độ loại bỏ NH4 -N (mgN/L.ngày)
+ 0,239 x tốc độ loại bỏ COD (mg/L.ngày) – 0,002 x độ kiềm tiêu thụ
(gCaCO3/gN) – 2,545 x tốc độ sinh nitrat đầu ra (mgN/L.ngày) – 0,006

(4.2)

Sơ đồ cân bằng vật chất trong mô hình OLAND cho thấy có sự hiện diện
đồng thời của quá trình nitrit hóa bán phần, Anammox và khử nitrat. Điều
này làm tăng hiệu suất xử lý tổng nitơ của mô hình OLAND trung bình đạt
87 ± 12% (n = 90). Trong đó, hiệu suất xử lý nitơ từ quá trình nitrit hóa bán
phần, Anammox trung bình là 80 ± 10% (n = 90) và hiệu suất xử lý nitơ từ
quá trình khử nitrat trung bình là 7 ± 4 % (n = 90%).
4.4. THÍ NGHIỆM 4. ĐÁNH GIÁ HOẠT TÍNH VI KHUẨN CỦA MÔ
HÌNH OLAND
Hoạt tính vi khuẩn Anammox SAA, AOB, NOB, vi khuẩn khử nitrat của
bùn lơ lửng và bùn giá thể mô hình OLAND chế độ thổi khí gián đoạn được
tóm tắt trong bảng 4.14.
Bảng 4.14. Hoạt tính vi khuẩn Anammox SAA, AOB, NOB, vi khuẩn khử
nitrat của bùn lơ lửng và bùn giá thể mô hình OLAND
Thông số

Đơn vị

MLSS
MLVSS/MLSS
Hoạt tính
Anammox

mgMLSS/L
gN-N2
/gVSS/ngày
gNH4+-N
/gVSS/ngày
gNO3-N/gVSS/ngày
kgNO3--N

/m3.ngày

Hoạt tính AOB
Hoạt tính NOB
Hoạt tính khử
nitrat

Chế độ thổi
khí A
Bùn
Bùn
lơ
giá
lửng
thể
2.115 5.900
0,64
0,57

Bùn
lơ
lửng
3.100
0,625

Bùn
giá
thể
3.498
0,632

Thổi khí liên
tục
Bùn
Bùn
lơ
giá
lửng
thể
3.000
4.700
0,63
0,67

0,01

0,29

0,14

0,20

0,15

0,25

0,81

0,34

0,77

0,32

0,60

0,19

0,17

0,12

0,15

0,11

0,02

0,005

0,01

0,03

0,13

0,19

0,01

0,08

Làm giàu bùn


23
4.5. Xác định cộng đồng vi khuẩn trong bể
Việc phân tích cộng đồng vi khuẩn bởi đoạn trình tự 16S rRNA (16S
ribosomal RNA) sử dụng 16S V3 và V4 region được sử dụng để điều tra cấu
trúc cộng đồng vi khuẩn trong bể OLAND. 10.905 trình tự ở 156 nhóm đại
diện đã được giải mã. Chủng Anammox chiếm ưu thế trong bùn bể OLAND
(chiếm 4.8%) có độ tương đồng 99% so với chủng vi khuẩn Candidatus
Kuenenia sp được phân lập ở Đức.Chủng vi khuẩn AOB chịu trách nhiệm
cho quá trình nitrit hoá (chiếm 6.6%) có độ tương đồng 98% so với chủng
Nitrosomonas sp. B2. Ngoài ra chủng vi khuẩn khử nitrat Proteobacterium
E4-1 cũng được tìm thấy trong bể OLAND.
4.6. Nội dung 5. Mô hình toán học để mô phỏng các phản ứng sinh hóa
diễn ra trong quá trình vận hành của mô hình OLAND
Kết quả hiệu chỉnh mô hình cho thấy rằng độ tương thích giữa mô hình
và số liệu khá cao (R2=0,94), chứng tỏ rằng mô hình OLAND có thể được
biểu diễn bằng hệ 8 phương trình đạo hàm của các biến AOB, NOB, vi
khuẩn Anammox, vi khuẩn dị dưỡng, NH4+, NO2-, NO3- và COD. Mô hình
toán này có thể được áp dụng để dự đoán nồng độ ammonia, nitrit và nitrat
và COD trong nước thải đầu ra. Mức độ tương thích của mô hình và dữ liệu
sau khi tiến hành thiết lập tham số là 94% (R2=0,94).
Luận án tiếp tục kiểm định mô hình với số liệu được thực hiện ở thí
nghiệm 3 với 2 chế độ thổi khí gian đoạn khác nhau: chế độ thổi khí A (20
phút nghỉ - 40 phút thổi) và chế độ thổi khí B (30 phút nghỉ - 30 phút thổi).
Kết quả của mô hình toán sau khi thiết lập tham số và số liệu thí nghiệm
tương ứng với 2 chế độ thổi khí gián đoạn. Kết quả cho thấy rằng độ tương

thích giữa mô hình và số liệu khá cao (R2=0,89), chứng tỏ rằng mô hình
OLAND có thể được biểu diễn bằng hệ 8 phương trình đạo hàm của các biến
AOB, NOB, Anammox, dị dưỡng, NH4+-N, NO2--N, NO3--N và COD. Mô
hình toán này được áp dụng để dự đoán nồng độ ammonia, nitrit và nitrat và
COD trong nước thải.
KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ
1. KẾT LUẬN
Mô hình OLAND kết hợp bùn lơ lửng và bùn giá thể giúp tăng cường
nồng độ MLSS trong bể, kéo dài thời gian lưu bùn, mang lại các lợi ích lớn
cho quá trình Anammox.
Quá trình thích nghi và làm giàu bùn Anammox đã thành công trong
khoảng thời gian ngắn. Sau 30 ngày vận hành thì hiệu suất loại bỏ nitơ với
bùn Anammox đạt trên 90%. Giai đoạn làm giàu sinh khối AOB đã nuôi cấy
thành công vi khuẩn AOB ở dạng lơ lửng. Sau 30 ngày vận hành thì hiệu
suất chuyển hóa ammonia đã đạt mức 100%.