ỨNG DỤNG kỹ THUẬT MÀNG VI SINH để LOẠI bỏ các hợp CHẤT NITƠ TRONG nước THẢI SINH HOẠT ô NHIỄM AMONI CAO

TRƯỜNG ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN
-----------------------

ĐÀO DUY KHÁNH

ỨNG DỤNG KỸ THUẬT MÀNG VI SINH ĐỂ LOẠI BỎ
CÁC HỢP CHẤT NITƠ TRONG NƯỚC THẢI SINH HOẠT
Ô NHIỄM AMONI CAO

LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC

Hà Nội – 2014


TRƯỜNG ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN
------------------------

ĐÀO DUY KHÁNH

ỨNG DỤNG KỸ THUẬT MÀNG VI SINH ĐỂ LOẠI BỎ
CÁC HỢP CHẤT NITƠ TRONG NƯỚC THẢI SINH HOẠT
Ô NHIỄM AMONI CAO
Chuyên ngành: Hóa môi trường
Mã số: 60440120

LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC

NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC: PGS.TS Đỗ Quang Trung

Hà Nội – 2014


LỜI CẢM ƠN

Với lòng biết ơn sâu sắc, em xin gửi lời cảm ơn chân thành nhất tới
PGS.TS. Đỗ Quang Trung, PGS.TS Lê Văn Cát và tập thể phòng Hóa Môi
Trường - viện Hóa Học đã giao đề tài, tạo điều kiện và tận tình chỉ bảo, hướng
dẫn em trong suốt quá trình hoàn thành luận văn này.
Em xin chân thành cảm ơn các thầy, cô giáo trong khoa Hóa Học –
Trường Đại Học Khoa Học Tự Nhiên – ĐHQGHN, các anh, chị trong phòng thí
nghiệm Hóa Môi Trường của khoa đã tạo điều kiện giúp đỡ em trong quá trình
học tập và thực hiện luận văn tại trường.
Cuối cùng em xin chân thành cảm ơn sự quan tâm, giúp đỡ và động viên
của gia đình, bạn bè trong suốt thời gian học tập và thực hiện luận văn này

Hà Nội, ngày ... tháng ... năm 2014
Học viên

Đào Duy Khánh


Mục lục
1.1.1.1. Động học quá trình nitrat hóa...................................................................6
1.1.1.2. Yếu tố ảnh hưởng........................................................................................7
1.2.1.2. Các yếu tố ảnh hưởng...............................................................................18


Bảng chữ cái viết tắt

STT

Từ viết tắt

Ý nghĩa

1

FBBR

Bình phản ứng màng vi sinh cố
định (fix-bed biofilm reactor)

MBBR

Bình phản ứng màng vi sinh
chuyển động (moving-bed biofilm
reactor)

2


Danh mục bảng


Danh mục hình


Mở đầu
Tại Việt Nam, thực tiễn chỉ ra rằng đối tượng chính cần xử lý trong nguồn

nước thải sinh hoạt là các hợp chất của nitơ chứ không phải là các chất ô nhiễm hữu
cơ (thông qua giá trị COD). Việc xử lý các thành phần nitơ đòi hỏi áp dụng công
nghệ xử lý bậc ba, phức tạp hơn nhiều so với công nghệ bậc hai chỉ có khả năng xử
lý thành phần hữu cơ trong dòng thải, vì vậy chi phí cho đầu tư xây dựng hệ thống
xử lý và vận hành có giá thành cao hơn tới 2- 3 lần.
Do Việt Nam có khí hậu nóng, tốc độ phân hủy các chất ô nhiễm hữu cơ xảy
ra nhanh, chính vì vậy, nước thải sinh hoạt thường có giá trị COD thấp, hợp chất
nitơ tồn tại chủ yếu là amoni, thành phần amoni dao động trong khoảng rất rộng ,
phụ thuộc vào loại hình hoạt động của các cơ sở phát thải. Thành phần hợp chất nitơ
trong nước thải tồn tại chủ yếu trong hai dạng là amoni và trong hợp chất hữu cơ
(axit amin, protein...), tổng của hai thành phần trên là giá trị nitơ Kjehdahl. Trong
quá trình xử lý theo phương pháp sinh học, hợp chất nitơ chủ yếu được chuyển hóa
lần lượt thành các hợp chất: amoni, nitrit, nitrat và cuối cùng là khí nitơ. Quy định
về chỉ tiêu các hợp chất của nitơ trong tiêu chuẩn đối với nước thải sinh hoạt bao
gồm hai thành phần là amoni và nitrat, trong đó nitrat là 50 mgN/l. Do vậy, với
nguồn nước thải có tổng nitơ cao cần phải khử bớt thành phần nitrat.
Quá trình khử nitrat cần phải sử dụng nguồn chất khử là các hợp chất hữu cơ.
Hợp chất hữu có thể bổ sung từ ngoài vào như đường, rượu, rỉ đường … hoặc sử
dụng chính nguồn chất hữu cơ có trong nguồn thải. Để giảm chi phí vận hành của
hệ thống xử lý cần phải hạn chế tối đa nguồn cung chất hữu cơ từ ngoài vào. Để
thực hiện mục tiêu này, quy trình công nghệ phải được thiết lập thích hợp.
Khử nitrat trong nguồn thải có thể thực hiện trong kỹ thuật màng vi sinh thông
qua giải pháp tiến hành đồng thời hai quá trình nitrat hóa và khử nitrat trong môi
trường hiếu khí hoặc tiến hành khử nitrat trong môi trường thiếu khí riêng biệt.
Phương án khử nitrat đồng thời với nitrat hóa chỉ có thể áp dụng trong trường
hợp nồng độ amoni không quá cao bởi lý do về vùng không gian thiếu khí cục bộ và
khả năng đáp ứng của chất hữu cơ cho quá trình khử nitrat. Thực hiện phương án

1

khử nitrat riêng rẽ cho phép tăng tốc độ khử nitrat và loại bỏ triệt để hơn thành phần
tổng nitơ.
Ngoài tiêu chí chất lượng nước thải sau xử lý (đạt các tiêu chí xả thải),tiết
kiệm chi phí xây dựng và vận hành luôn là mục tiêu của nhà thiết kế công nghệ và
của người sử dụng, đồng thời là điều kiện cần thiết để duy trì cho hệ thống xử lý
hoạt động ổn định.
Như vậy, dựa vào đặc trưng nguồn thải và phương pháp xử lý, nước thải sinh
hoạt có thể được chia làm hai loại, một là loại nước thải có mức độ ô nhiễm amoni
thấp (<50 mgN/l), phương pháp xử lý chỉ cần loại bỏ COD và NH 4+ mà không cần
quan tâm tới quá trình khử nitrat. Hai là nước thải có mức độ ô nhiễm amoni cao,
đối với loại này thì bắt buộc phải có đơn vị thiếu khí trong hệ thống để khử bớt
thành phần nitơ.
Trong khuôn khổ của luận văn này, nội dung nghiên cứu tập trung vào đối
tượng là nước thải sinh hoạt có mức độ ô nhiễm amoni cao. Kỹ thuật màng vi sinh
được sử dụng nhằm tăng cường hiệu quả xử lý của hệ thống.

2


Chương 1. Tổng quan
1. 1. Xử lý thành phần nitơ trong nước thải
1.1.1. Quá trình nitrat hóa
Vi sinh thực hiện quá trình nitrat hóa chỉ có khả năng hấp thu hợp chất nitơ
dạng vô cơ (amoniac, nitrat, nitrit), vì vậy thành phần nitơ nằm trong hợp chất hữu
cơ trong nguồn thải, kể cả ở dạng tan và không tan đều có nguy cơ trở thành đối
tượng trơ trong quá trình xử lý, theo dòng thải ra ngoài. Thông thường, hợp chất
hữu cơ chứa nitơ dạng không tan sẽ lắng theo bùn thải. Nồng độ hợp chất nitơ trong
chất không tan tỷ lệ thuận với hàm lượng cặn trong dòng ra, ví dụ, hàm lượng cặn
trong dòng ra là 10 mg/l với hàm lượng hữu cơ 80 % thì nguồn đó chứa khoảng 1

mgN/l.
Oxy hóa amoniac trong điều kiện hiếu khí.
Xử lý amoni theo phương pháp vi sinh thành hợp chất bền là N 2 trải qua chặng
đường vòng: oxy hóa hợp chất nitơ có hóa trị –3 (NH3, NH4+) lên hóa trị +3, +5
(NO2-, NO3-) rồi sau đó lại khử từ hóa trị dương về hóa trị không (N 2) chứ không thể
oxy hóa trực tiếp từ hóa trị –3 về hóa trị không.
Oxy hóa amoni với tác nhân oxy hóa là oxy phân tử còn có tên gọi là nitrat
hóa, được hai loại vi sinh vật thực hiện kế tiếp nhau:
NH +4 + 1,5O 2 → NO −2 + 2H + + H 2O

(1)

NO −2 + 0,5O 2 → NO3−

(2)

NH +4 + 2O 2 → NO3− + 2H + + H 2O

(3)

Phản ứng (1), (2) được vi sinh vật Nitrosomonas và Nitrobacter (có tên chung
là Nitrifier) thực hiện để sản xuất năng lượng cho các hoạt động của chúng. Đó là
phản ứng oxy hóa khử mà chất khử là amoni và chất oxy hóa là oxy phân tử (O 2).
So sánh với phương thức sản xuất năng lượng của vi sinh dị dưỡng thì cả loại dị
dưỡng và Nitrifier đều sử dụng oxy phân tử làm chất oxy hóa, loại dị dưỡng sử
dụng carbon (chất hữu cơ) còn Nitrifier sử dụng nitơ (amoni) làm chất khử cho
phản ứng oxy hóa. Năng lượng thu được từ hai phản ứng trên hoặc từ tổng của hai
phản ứng (3) rất thấp: 57 kcal/mol cho phản ứng hình thành nitrit (có tài liệu khác

3

cho là 66 – 84 kcal/mol và 19 kcal/mol cho phản ứng hình thành nitrat [26] (theo tài
liệu khác, 17,5 kcal/mol [10]), thấp hơn nhiều khi so sánh với phản ứng oxy hóa
chất hữu cơ do vi sinh vật hiếu khí dị dưỡng thực hiện: năng lượng thu được từ
phản ứng oxy hóa axit axetic là 207 kcal/mol. Đó chính là lý do dẫn đến hiệu suất
sinh khối của vi sinh Nitrifier thấp hoặc tốc độ phát triển của chúng chậm.
Từ phản ứng (3) cho thấy: để oxy hóa 1 mol NH +4 cần 2 mol oxy, tương ứng
với 4,57 g (64/14) oxy/g nitơ trong hợp chất amoni ( NH +4 − N ), trong đó 3,43 g oxy
cho phản ứng hình thành nitrit (75 %) và 1,14 g (25 %) cho oxy hóa nitrit thành
nitrat. Phản ứng oxy hóa tạo thành nitrit (1) sinh ra H + : oxy hóa 1 mol amoni tạo ra
2 mol H + . H + sinh ra lập tức được trung hòa với độ kiềm có mặt trong nước với tư
cách là chất đệm của hệ (ngăn cản quá trình tăng và giảm đột biến của pH). Trong
môi trường nước thải, pH thấp hơn 8,2 thì độ kiềm của nước chính là do sự có mặt
của ion bicarbonat, HCO3− . Ion bicarbonat phản ứng với H + sinh ra từ phản ứng, tạo
ra axit carbonic có tác dụng kìm hãm một phần mức độ suy giảm pH của môi
trường, nói cách khác là bicarbonat có vai trò chất đệm của hệ. Lượng bicarbonat
tiêu hao là 122 mg/2 mol H + , tương ứng với 8,6 g HCO3− /g NH +4 − N hoặc nếu độ
kiềm tính theo CaCO3 thì giá trị trên sẽ là 7,14 g CaCO 3/g NH +4 − N (50 g CaCO3
tương ứng với 61 g HCO3− ).
Phản ứng hóa học (1), (2) chỉ mô tả phản ứng tỷ lượng của amoni với oxy do
vi sinh vật thực hiện nhằm sản xuất năng lượng để duy trì sự sống và phát triển.
Nitrosomonas và Nitrobacter thuộc loại vi sinh vật tự dưỡng, chúng sử dụng nguồn
carbon vô cơ (chủ yếu là HCO3− và CO2) để xây dựng tế bào. Thành phần nitơ trong
tế bào của vi sinh cũng được lấy từ nguồn nước thải, dạng hợp chất nitơ được ưa
chuộng nhất để xây dựng tế bào là amoni. Thành phần oxy trong tế bào (C 5H7O2N)
được lấy từ CO2 hoặc HCO3− . Nếu lấy hiệu suất sinh khối tổng của cả hai loại vi
sinh trên là 0,17 g/g NO3− − N tạo thành thì phản ứng tổng thể của quá trình oxy hóa
amoni thành nitrat sẽ là [32].

4


1,02 NH +4 + 1,89O 2 + 2,02HCO3− → 0,021C5 H 7 O 2 N + 1,06H 2O + 1,92HCO3− + 1,00 NO3− (4)

Tỷ lệ tiêu hao oxy và độ kiềm trong phản ứng trên không khác nhiều lắm so
với phản ứng (2) do hiệu suất sinh khối của vi sinh tự dưỡng thấp. Kết quả nghiên
cứu cho thấy trong thực tế mức độ tiêu hao oxy chỉ hết 4,33 g/g, cho bước ban đầu
3,22 g/g và cho bước sau là 1,11 g/g [10].
Theo U. S. EPA Nitrogen Control Manual [8] thì nếu lấy hiệu suất sinh khối
của quá trình oxy hóa amoni (nitrit hóa) là 0,15 g/g (amoni đã tiêu thụ) và của quá
trình oxy hóa nitrit thành nitrat là 0,02 g/g (nitrit đã tiêu thụ) thì tổng của phản ứng
sản xuất năng lượng và tạo thành tế bào có dạng:
NH +4 + 1,83O 2 + 1,98HCO 3− → 0,021C5 H 7 O 2 N + 1,04H 2O + 1,88H 2CO3 + 0,98 NO3− (5)

Hiệu suất sinh khối của Nitrosomonas theo nghiên cứu của nhiều tác giả nằm
trong khoảng giá trị 0,05 đến 0,29 g/g, trong khi của Nitrobacter nằm trong khoảng
0,02 đến 0,08 g/g tùy thuộc vào điều kiện phát triển của vi sinh. Hiệu suất sinh khối
của cả hai loại trên tính theo amoni đã tiêu thụ nằm trong khoảng 0,05 – 0,22 g/g.
Tỷ lệ Nitrifier trong bùn hoạt tính của hệ thống xử lý nước thải sinh hoạt khá
thấp, chỉ chiếm 2 – 5 % của tổng số vi sinh. Ví dụ một nguồn thải có BOD = 150
mg/l, amoni 25 mg/l thì tỷ lệ của Nitrifier có thể tính theo phương trình
R=

0,16[ NH 3 ]
(6) [32] và có giá trị 4,2 % (chưa kể đến một lượng N được
0,6[ BOD] + 0,16[ NH 3 ]

vi sinh hấp thu để tạo thành tế bào).
Phương trình hóa học (1), (2) mô tả quá trình nitrat hóa là dạng đã được đơn

giản hóa rất nhiều so với cơ chế của phản ứng. Trong phản ứng oxy hóa amoniac
(không phải là amoni) để tạo thành nitrit xảy ra một loạt các phản ứng oxy hóa –
khử với sự tham gia của các enzym.
Oxy hóa amoniac trong điều kiện thiếu khí.
Một dạng phản ứng oxy hóa amoniac khác được Mulder và cộng sự quan sát
lần đầu tiên vào năm 1995 với tên gọi là “Anammox” [29]. Đó là quá trình oxy hóa
amoni với nitrat hoặc nitrit với tư cách là chất nhận điện tử (chất oxy hóa) và sản
phẩm tạo thành chủ yếu là khí nitơ. Nếu sử dụng nitrit làm chất oxy hóa thì hình

5


thành một lượng nhỏ nitrat. Trong phản ứng Anammox không phát hiện thấy các
hợp chất trung gian như hydroxylamin, NO, NO2.
Vi sinh tham gia vào quá trình Anammox có tốc độ phát triển chậm, hình dạng
tế bào không ổn định. Quá trình trao đổi chất của vi sinh trên bị ức chế mạnh khi có
mặt của oxy, phosphat, etylen và trong điều kiện sốc. Ngay cả những chất khử hữu
cơ và nitrit với nồng độ cao cũng là những yếu tố ức chế của quá trình Anammox.
Cơ chế trao đổi chất của loại vi khuẩn trên đang tiếp tục được nghiên cứu vì nó
không giống với những sự kiện đã biết. Hiệu quả xử lý amoni của quá trình
Anammox rất cao, đạt tới 3 kg NH 4/(m3.d), nhưng đáng tiếc là thời gian để đạt đến
hiệu quả tối đa là quá dài, đó cũng có thể là nhược điểm chính khi áp dụng vào thực
tế.
1.1.1.1. Động học quá trình nitrat hóa
Oxy hóa amoni gồm hai phản ứng kế tiếp nhau nên tốc độ oxy hóa của cả quá
trình bị khống chế bởi giai đoạn có tốc độ chậm hơn. Tuy hiệu suất sinh khối của
Nitrosomonas cao hơn so với của Nitrobacter nhưng tốc độ phát triển của
Nitrosomonas chậm hơn so với Nitrobacter và vì vậy nồng độ nitrit thường rất thấp
trong giai đoạn ổn định, chứng tỏ giai đoạn oxy hóa từ amoni thành nitrit là bước
quyết định tốc độ phản ứng oxy hóa đối với một hệ xử lý hoạt động bình thường. Vì

lý do đó, trong khi tính toán theo mô hình động học người ta chỉ sử dụng các thông
số liên quan đến loại vi sinh Nitrosomonas đặc trưng cho quá trình oxy hóa amoni.
Tốc độ phát triển của vi sinh vật tự dưỡng tuân theo qui luật động học Monod
đối với từng yếu tố ảnh hưởng hay đối với từng loại cơ chất cần thiết cho vi sinh
vật.
Hai yếu tố (cơ chất) có ảnh hưởng quan trọng đến tốc độ sinh trưởng của vi
sinh tự dưỡng là nồng độ amoni và oxy hòa tan, chúng tác động lên tốc độ sinh
trưởng của vi sinh theo dạng quy luật hàm Monod:
 SN   DO 
µ = µ m .
.

 SN + K N   DO + K DO 

(7)

µ, µm: Hằng số phát triển riêng và cực đại của vi sinh tự dưỡng. S N là nồng độ

6


amoni, DO là nồng độ oxy hòa tan, KN, KDO là hệ số bán bão hòa của amoni và của
oxy.
Phương trình (5) chứa ba thông số động học: µm, KN và KDO. Giá trị của cả KN
và KDO thu được từ thực nghiệm biến động trong khoảng rộng: K DO nằm trong
khoảng 0,15 – 2,0 mg O2/l, KN từ 0,256 – 1,84 mg NH4-N/l [26]. Mặt khác, các giá
trị hệ số bán bão hòa cũng phụ thuộc vào nhiệt độ, ví dụ đối với loại Nitrosomonas:

K N = 0,4.θ0,118 ( T −15 )

(8)

Trong đó T tính theo nhiệt độ C. Giá trị KN giảm khi nhiệt độ tăng. Do sự tản
mạn của giá trị KN nên trong tính toán thiết kế có thể chấp nhận giá trị 1,0 mg N/l
cho KN tại 20 0C hoặc thấp hơn. Giá trị K DO có thể chấp nhận là 1 mg O 2/l [37] hoặc
với giá trị khá đặc trưng là 0,4 [36].
Giá trị KDO từ các thí nghiệm khác nhau, nằm trong khoảng 0,15 – 2,0 mg/l, đó
là số liệu có tính tản mạn rất cao, nếu chú ý tới quá trình xử lý bùn hoạt tính, nồng
độ oxy hòa tan thường chỉ được duy trì 1,5 – 2,0 g/m 3. Nếu chấp nhận giá trị KDO =
2 mg/l hoặc 0,15 mg/l thì kinh nghiệm xử lý theo phương pháp bùn hoạt tính với số
liệu DO là không thể chấp nhận: hoặc quá thiếu khi K DO = 2 mg/l hoặc quá thừa khi
KDO = 0,15 mg/l.
1.1.1.2. Yếu tố ảnh hưởng
Một số yếu tố chính ảnh hưởng đến tốc độ của quá trình nitrat hóa gồm: nhiệt
độ, pH, nồng độ oxy, chất ức chế.
Ảnh hưởng của nhiệt độ.
Mặc dù có thể phát triển trong vùng nhiệt độ 4 – 50 0C, nhưng khoảng nhiệt độ
tối ưu cho vi sinh Nitrifier phát triển là vùng 30 – 36 0C. Tốc độ phát triển riêng cực
đại của Nitrifier phụ thuộc vào nhiệt độ theo nhiều nghiên cứu được thống kế trong
bảng 1.1.
Giá trị về tốc độ phát triển của vi sinh tự dưỡng phụ thuộc vào nhiệt độ khác
nhau khá xa, có thể khác biệt nhau tới ba lần và nó cũng chưa phải là yếu tố cuối
cùng tác động đến hiệu quả của quá trình nitrat hóa, vì vậy nếu có thể thì nên có

7


được giá trị thực nghiệm đối với hệ xử lý cụ thể. Trong trường hợp cần tính toán thì
mối quan hệ hay được sử dụng là phương trình Downing:

µ m = 0,47e0, 098( T −15 )

(9)

T: nhiệt độ (oC).
Bảng 1.1. Sự phụ thuộc của μm vào nhiệt độ theo nhiều kết quả nghiên cứu [9, 37]
Tác giả
Downing (1964)
Downing &

Quan hệ giữa
μm và nhiệt độ
0,47e 0,098( T −15 )

Giá trị μm tại nhiệt độ (d-1)
100
150
200
0,29

0,47

0,77

0,18e0,116 ( T −15 )

0,10
0,28
0,32
Hopwood(1964)

0,50.100, 033( T − 20 )
Hulman (1971)
0,23
0,34
0,50
T − 20
0,33.1,127
Barnard (1975)
0,10
0,28
0,37
Nhìn chung, Nitrifier rất nhạy cảm với nhiệt độ, tốc độ phát triển thấp ngay cả
ở 20 0C nên hệ xử lý đòi hỏi thời gian lưu tế bào dài trong điều kiện nhiệt độ thấp.
Ảnh hưởng của pH
Sự phụ thuộc của tốc độ sinh trưởng vào pH của môi trường đã được nhiều tác
giả nghiên cứu rất kỹ: quá trình nitrat hóa xảy ra trong môi trường kiềm nhẹ (pH 7,2
– 9,0), pH tối ưu nằm trong một khoảng khá rộng xung quanh (pH 7,6 – 8,6). Dưới
giá trị tối ưu, tốc độ nitrat hóa giảm nhanh và dừng hẳn ở pH < 5 hoặc pH > 10. Tốc
độ nitrat hóa tại pH = 7 chỉ bằng 50 % so với nó tại pH =8. Có nghiên cứu cho thấy
trong khoảng pH 7,2 – 8,0, tác động của pH lên tốc độ nitrat hóa không nhiều, dưới
pH 7,2 thì tốc độ giảm tuyến tính cùng với pH. Cũng có kết quả nghiên cứu cho
biết, quá trình nitrat hóa xảy ra thuận lợi trong vùng pH 7,0 – 9,4, dừng hẳn tại pH =
6,3. Nitrifier có thể làm quen với môi trường axit nhẹ nhưng cần thời gian dài
(nhiều tuần lễ). Ví dụ khi dịch chuyển pH từ 7 về 6 cần 10 ngày cho vi sinh làm
quen với điều kiện mới để có thể đạt tốc độ ngang với khi pH = 7.
Một trong những nguyên nhân liên quan đến ảnh hưởng của pH lên tốc độ
nitrat hóa là tỷ lệ của amoniac trong hỗn hợp với amoni. Tỷ lệ của amoniac trong
hỗn hợp tăng khi pH tăng (pK B = 9,25). Về nguyên tắc, amoni (NH 4+) không có khả
năng khuyếch tán qua màng tế bào của vi sinh, thành phần tham gia phản ứng bên

8


trong tế bào chỉ là amoniac dạng trung hòa. Trong vùng pH < 7,25 tỷ lệ NH +4 NH 3 >
100 nên vi sinh không tiếp cận được nguồn nguyên liệu amoniac. Amoniac [NH 3]
trong hỗn hợp với amoni (nồng độ [TN], tổng của hai thành phần trên) phụ thuộc
vào pH và nhiệt độ có thể tính từ mối quan hệ [23]:

[ NH 3 ] =

1, 214.  NH 4 +  .10 pH
e( 6344 273+T ) + 10 pH

(10)

Trong đó T là nhiệt độ tính theo 0C,
Hoặc có thể tính theo công thức: [15]
 NH 4 + 
[ NH 3 ] = ( 6344 273+T ) − pH
1+ e
.10

(11)

Đánh giá ảnh hưởng của pH lên hoạt tính oxy hóa amoniac của vi sinh thường
được thực hiện bằng cách so sánh hoạt tính tại pH đó với hoạt tính tại vùng tối ưu,
thông qua đại lượng fpH. Trong vùng pH tối ưu fpH =1,0, ngoài vùng đó fpH < 1,0,
càng xa vùng tối ưu giá trị fpH càng thấp [9, 37]. Ví dụ, trong vùng pH < 7,2, đại
lượng fpH có dạng [6]:
f pH = 1 − 0,833( 7,2 − pH )

(12)

Cũng có những đề xuất khác về cách tính fpH (cũng cho vùng pH < 7,2), ví dụ:

f pH = ( 2,35)

pH − 7 , 2

(13)

Hoạt tính vi sinh tại một giá trị pH (μm,pH) được tính từ giá trị tại pH =7,2
(μm,7,2):

µ m , pH = f pH .µ m ,7 , 2

(14)

Kết quả đánh giá gần đây nhất cho thấy, đối với vi sinh chưa được thuần
dưỡng, tốc độ oxy hóa amoniac tại pH = 6,5 chỉ bằng 60 % so với tại pH = 7,5; tại
pH = 6,9 bằng 84 % so với tại pH = 7,9 ở nhiệt độ 20 0C. Ở nhiệt độ 15 0C, tốc độ
tại pH = 6,8 chỉ bằng 42 % so với nó tại pH = 7,8, chỉ ra mức độ ảnh hưởng mạnh
của pH trong vùng nhiệt độ thấp [10]. Quá trình thuần dưỡng vi khuẩn làm giảm
nhẹ tác động của pH, có thể khôi phục lại hoạt tính sau một thời gian thuần dưỡng
kéo dài khoảng 10 ngày đối với cột lọc sinh học.

9


Oxy

Về hình thức thì các yếu tố ức chế có tác động làm giảm tốc độ phát triển
riêng của vi sinh (μ) hoặc làm tăng hệ số bán bão hòa (K N). So sánh với vi sinh dị
dưỡng, tốc độ phát triển riêng của vi sinh tự dưỡng thấp hơn vài lần, hệ số bán bão
hòa cũng nhỏ hơn rất nhiều. Hai đặc trưng trên chứng tỏ “sự lép vế” của vi sinh tự
dưỡng khi phải cùng tồn tại trong một môi trường với vi sinh dị dưỡng. Nguồn cơ
chất mà cả hai loại vi sinh sử dụng là oxy.
Giá trị KDO của vi sinh tự dưỡng cao hơn so với của vi sinh dị dưỡng mang ý
nghĩa là khi nồng độ oxy giảm thì thành phần DO/(DO + K DO) trong phương trình
(7) sẽ giảm nhanh hơn cho trường hợp của vi sinh tự dưỡng, đồng nghĩa với mức độ
chịu tác động tiêu cực mạnh hơn của vi sinh tự dưỡng khi nồng độ oxy giảm. Kết
quả nghiên cứu cho thấy, nồng độ oxy hòa tan cao hơn 2 mg/l không có tác dụng
thúc đẩy thêm sự phát triển của vi sinh tự dưỡng, nhưng nếu thấp hơn 0,5 mg/l thì
gây ra mức độ sụt giảm rất mạnh. Ảnh hưởng của nồng độ oxy tan lên sự phát triển
của vi sinh còn phụ thuộc vào nhiệt độ: với mức 1,0 mg/l, tốc độ phát triển của vi
sinh thấp hơn so với tốc độ phát triển ở mức bão hòa oxy; cũng tại 1,0 mg/l tốc độ
phát triển của vi sinh chỉ đạt 79, 80, 70 và 58 % tại các nhiệt độ 20; 23,7; 29 và 35
0

C so với tại mức bão hòa [10].
Nhìn chung, ảnh hưởng của oxy lên tốc độ phát triển của vi sinh tuân theo mối

tương quan trên, giá trị K DO theo khuyến cáo của nhóm mô hình hóa của tổ chức
hiệp hội quốc tế nghiên cứu và kiểm soát ô nhiễm nước là 1,0 mg/l. Các kết quả
nghiên cứu khác đưa ra những giá trị khác nhau khá lớn, nằm trong khoảng 0,15 –
2,0 mg/l và tăng theo nhiệt độ. Ảnh hưởng của nhiệt độ lên sự phát triển của vi
khuẩn oxy hóa amoni (Nitrosomonas) và oxy hóa nitrit (Nitrobacter) cũng khác
nhau thể hiện ở giá trị KDO. Giá trị KDO đối với Nitrosomonas nằm trong khoảng 0,3
– 0,5 mg/l, trong khi đối với Nitrobacter 0,72 – 0,84 mg/l, đối với bùn hoạt tính (cả
hai loại trên) thì có tác giả đề nghị 0,45 – 0,56 và tác giả khác đề nghị 2,0 mg/l [9,
37].

So với Nitrosomonas, Nitrobacter dễ nhạy cảm với oxy hơn: ngừng hoạt động

10


với mức 0,5 mg/l và cũng bị ức chế trong trường hợp nồng độ oxy cao.
Trong một hệ oxy hóa đồng thời amoni và BOD theo kỹ thuật huyền phù, vi
sinh dị dưỡng và tự dưỡng cùng tồn tại trong tập hợp keo tụ, trong đó vi sinh tự
dưỡng phân bố đều khắp trong các tập hợp keo tụ. Nồng độ oxy hòa tan trong tập
hợp keo tụ thấp hơn trong môi trường nước (giá trị đo được) do tốc độ khuyếch tán
có giới hạn và bị tiêu thụ trên đường khuyếch tán, giảm dần vào sâu bên trong. Tốc
độ nitrat hóa khi đó thay đổi phụ thuộc vào nồng độ BOD mặc dù nồng độ oxy tan
trong nước không đổi. Khi nồng độ BOD cao, nồng độ oxy sẽ giảm nhanh theo
chiều dày của hạt keo tụ và kéo theo tốc độ nitrat hóa giảm, hạt keo tụ càng lớn thì
tốc độ nitrat hóa giảm càng nhanh. Để bổ chỉnh lại cho tác động tiêu cực trên cần
duy trì thời gian lưu tế bào dài nhằm tăng mật độ của Nitrifier trong hạt keo tụ. Thời
gian lưu tế bào dài là điều kiện cho quá trình nitrat hóa xảy ra trong điều kiện hoạt
động với nồng độ oxy thấp. Trong kỹ thuật bùn hoạt tính, nồng độ oxy tan trong vận
hành được duy trì trong khoảng 0,5 – 2,5 mg/l để thực hiện nitrat hóa, phụ thuộc
vào thời gian lưu tế bào, tải lượng hữu cơ và đặc trưng của tập hợp keo tụ.
Amoniac và axit nitrơ.
Một đặc trưng rất đáng chú ý về tính năng ức chế đối với vi sinh tự dưỡng là
amoniac và axit nitrơ (HNO2) ở dạng trung hòa – sản phẩm và nguyên liệu của
chính quá trình oxy hóa amoniac thành nitrit. Cả Nitrosomonas lẫn Nitrobacter đều
bị ức chế bởi hai hợp chất trên, tuy nhiên Nitrosomonas ít bị nhạy cảm bởi amoniac
hơn so với Nitrobacter. Trong quá trình oxy hóa nitrit thành nitrat, Nitrobacter bị ức
chế với nồng độ amoniac (trung hòa) trong khoảng 0,1 – 1,0 mg NH3 − N /l, còn
trong quá trình oxy hóa amoni thành nitrit Nitrosomonas bị ức chế với nồng độ
amoniac 5 – 20 mg NH3 − N /l [37]. Vì vậy, đối với loại nước thải có nồng độ amoni
lớn và pH cao, loại Nitrobacter sẽ bị ức chế mạnh, khả năng oxy hóa đến nitrat bị

hạn chế, nồng độ nitrit tích lũy cao.
Ngược lại với amoniac là loại bazơ yếu, axit HNO 2 là loại axit yếu, tồn tại ở
dạng trung hòa khi pH thấp và chỉ thể hiện độc tính tại vùng pH thấp. Phụ thuộc vào
pH và nhiệt độ, axit nitrơ tồn tại trong môi trường nước ở hai dạng: trung hòa

11


(HNO2) và dạng phân ly ( NO −2 ). Nồng độ của thành phần trung hòa và phân ly phụ
thuộc vào pH và nhiệt độ được tính theo [15]:

[ HNO2 ] =

 NO2− 
1 + 10 pH .e( −2300 273+C ) 

(15)

Oxy hóa amoni thành nitrit tại pH thấp bị ức chế mạnh hơn so với oxy hóa
nitrit thành nitrat do sự có mặt của axit nitrơ dạng trung hòa. Với nồng độ oxy tan
cao, mức độ tích lũy của nitrit giảm.
Ảnh hưởng của amoniac, nitrit và pH lên hiệu quả hoạt động của Nitrobacter
được ghi nhận khác nhau đối với các hệ quan sát và được trình bày trong bảng 1.2.
Bảng 1.2. Nồng độ amoni/amoniac (tổng), nitrit có tác dụng ức chế Nitrobacter
[37]
pH

NH4-N (mg/l)

NO2-N (mg/l)

6,0

210 - 2100

30 - 330

6,5

70 - 700

88 - 1050

7,0

20 - 210

260 - 3320

7,5

7 - 70

-

8,0

2 - 20

-

Trong một số hệ thống xử lý nước thải, amoni trong nguồn thải có giá trị thấp
hoặc cao hơn mức thông dụng trong nước thải sinh hoạt, trong cả hai trường hợp
thành phần amoni đều đóng vai trò ức chế quá trình nitrat hóa.
Tốc độ nitrat hóa giảm gần như tuyến tính theo nồng độ amoni trong vùng
nồng độ thấp, thành phần vi sinh cũng biến động theo sự thay đổi của nồng độ cơ
chất [31].
Trường hợp oxy hóa amoni trong vùng nồng độ cao thì cả amoni lẫn sản phẩm
trung gian là nitrit đều tác động lên quá trình nitrit và nitrat hóa. Ức chế do hai
thành phần trên có thể đánh giá theo nhiều mô hình khác nhau như mô hình
Haldane, Edwards hay Aiba [21]. Mức độ ức chế được đánh giá thông qua so sánh
với tốc độ cực đại (rm, không có yếu tố ức chế) và hệ số ức chế KI (KIH, KIE, KIA theo
mô hình của Haldane, Edwards và Aiba).
Mô hình ức chế của Haldane có dạng:

12


r=

rm .S
K S + S + S2 K IH

(16)

Mô hình Edwards:
  S 
 S 

 − exp −

r = rm exp −
K
K
IE 
S 

 
Mô hình Aiba:

r=

(17)

 S 
rm .S

exp −
KS + S
 K IA 

(18)
Luong đề xuất mô hình về ức chế của cơ chất lên sự phát triển của vi sinh:
r .S   S 
r= m
1 −  
K S + S   S m 

n

(19)

KS: hệ số bán bão hòa; S: nồng độ cơ chất; S m: nồng độ cơ chất mà trên mức
đó thì tốc độ phát triển thực của vi sinh bắt đầu giảm; n: hệ số Luong.
Sử dụng các mô hình ức chế trên và so sánh với số liệu thí nghiệm cho hai
dạng kỹ thuật xử lý huyền phù và màng vi sinh để đánh giá yếu tố ức chế của amoni
và nitrit lên quá trình nitrit hóa (oxy hóa amoni thành nitrit) và nitrat hóa (oxy hóa
nitrit thành nitrat), kết quả được trình bày trong các hình 1.1 đến 1.4 [12, 19, 21].

Hình 1.1. Ức chế của nồng độ amoni lên quá trình nitrit hóa trong hệ huyền phù

13


Hình 1.2. Ức chế của nồng độ amoni lên quá trình nitrit hóa trong hệ màng vi sinh

Hình 1.3. Ức chế của nồng độ nitrit lên quá trình nitrat hóa trong hệ huyền phù
Kết quả so sánh giữa giá trị thực nghiệm và mô hình cho thấy, mô hình Luong
không phù hợp để mô tả hiệu ứng ức chế của nitrit lên quá trình nitrat hóa trong hệ
huyền phù nhưng phù hợp cho hệ màng vi sinh. Mô hình Haldane tỏ ra thích hợp
nhất để mô tả ảnh hưởng của nitrit lên quá trình nitrat hóa.

14


Hình 1.4. Ức chế của nồng độ nitrit lên quá trình nitrat hóa trong hệ màng vi sinh
Ảnh hưởng của độ muối
Nhiều nguồn thải chứa muối, ví dụ từ các ngành sản xuất pho mát, chế biến
hải sản, nước nuôi trồng hải sản, thuộc da, hóa chất và dược phẩm, nước rác. Trong
một số vùng khan hiếm nước, tái sử dụng nước thải cho nhà vệ sinh cũng làm tăng
hàm lượng muối trong nước thải. Rộng hơn, độ muối trong nước tương đương với

các thành phần hợp chất vô cơ ở dạng phân ly. Độ muối có ảnh hưởng tiêu cực đến
quá trình nitrat hóa [9, 24].
Độc tố
Ức chế quá trình oxy hóa amoni do độc tố thường xảy ra đối với nước thải
công nghiệp, do sự có mặt của các hợp chất độc hại dạng hữu cơ hoặc vô cơ. Để xử
lý một nguồn nước thải công nghiệp chứa hợp chất hữu cơ và hợp chất chứa nitơ tại
nhiệt độ 20 – 24 oC cần thời gian lưu tế bào tối thiểu là 25 ngày, cũng tại nhiệt độ đó
chỉ cần thời gian lưu tế bào là 4 ngày là đủ để nitrat hóa nước thải sinh hoạt. Nếu
nhiệt độ xử lý là 10 0C thì thời gian lưu tế bào tối thiểu tương ứng của hai hệ trên là
60 ngày và 12 ngày. Tại nhiệt độ thấp, không những hoạt tính mà cả sức chịu đựng
của vi sinh tự dưỡng đều giảm hơn so với vi sinh dị dưỡng khi thành phần ô nhiễm
của nước thải thay đổi [36].

15


1.1.2. Quá trình khử nitrat
1.2.1.1. Động học của quá trình khử nitrat
Nitrat - sản phẩm cuối cùng của quá trình oxy hóa amoni chưa được xem là
bền vững và còn gây độc cho môi trường nên cần được tiếp tục chuyển hóa về dạng
khí nitơ, tức là thực hiện một quá trình khử hóa học, chuyển hóa trị của nitơ từ +5
(NO3-) về hóa trị không (N2).
Vi sinh vật thực hiện quá trình khử trên có tên chung là Denitrifier bao gồm ít
nhất là 14 loại vi sinh vật, ví dụ Bacillus, Pseudomonas, Methanomonas,
Thiobacillus [24]. Phần lớn loại vi sinh trên thuộc loại tùy nghi với nghĩa là chúng
sử dụng oxy hoặc nitrat, nitrit làm chất oxy hóa (nhận điện tử trong các phản ứng
sinh hóa) để sản xuất năng lượng.
Quá trình khử nitrat thường được nhận dạng là khử nitrat yếm khí, tuy nhiên
diễn biến quá trình sinh hóa không phải là quá trình lên men yếm khí mà nó giống
quá trình hô hấp hiếu khí nhưng thay vì sử dụng oxy, vi sinh vật sử dụng nitrat,

nitrit khi môi trường không có oxy cho chúng. Vì vậy quá trình khử nitrat xảy ra chỉ
trong điều kiện thiếu khí oxy (anoxic). Sự khác biệt giữa quá trình hiếu khí và thiếu
khí là loại enzym tham gia vào giai đoạn vận chuyển điện tử cho hợp chất nitơ ở
bước cuối cùng trong cả chuỗi phản ứng (reductase enzym).
Để khử nitrat, vi sinh vật cần có chất khử (nitrat là chất oxy hóa), chất khử có
thể là chất hữu cơ hoặc vô cơ như H2, S, Fe2+ [9, 32].
Phần lớn vi sinh vật nhóm Denitrifier thuộc loại dị dưỡng, sử dụng nguồn
carbon hữu cơ để xây dựng tế bào ngoài phần sử dụng cho phản ứng khử nitrat. Rất
ít vi sinh vật Denitrifier thuộc loại tự dưỡng, ví dụ loại Thiobacillus Denitrificant sử
dụng lưu huỳnh làm chất khử để sản xuất năng lượng và sử dụng nguồn carbon vô
cơ (CO2, HCO3-) để xây dựng tế bào.
Quá trình khử nitrat xảy ra theo bốn bậc liên tiếp nhau với mức độ giảm hóa
trị của nguyên tố nitơ từ +5 về +3, +2, +1 và 0:
NO3- → NO2- → NO (khí) → N2O (khí) → N2 (khí)
Phản ứng khử nitrat với chất hữu cơ là metanol hay axit axetic xảy ra theo

16


phương trình(20) và (21).
6NO3- + 5CH3OH → 3N2 + 5CO2 + 7H2O + 6OH-

(20)

8NO3- + 5CH3COOH → 4N2 + 10CO2 + 8OH-

(21)

Trong các phản ứng trên, ion hydroxyl và khí carbonic hình thành kết hợp với
nhau tạo thành bicarbonat HCO3-.

Nếu sử dụng một chất hữu cơ nào đó từ nguồn nước thải với công thức chung
là C18H19O9N thì quá trình khử nitrat xảy ra như phương trình (22):
1
1
1
1
17
1
1
1
C18H19O9N+ NO3- + H+→ N2 +
CO2 + HCO3-+ NH4++ H2O (22)
70
5
5
10
70
70
70
5

Năng lượng thu được từ phản ứng khử là 24,6 kcal/mol tính theo NO3--N.
Song song với quá trình khử nitrat, quá trình tổng hợp tế bào cũng diễn ra, khi
đó lượng chất hữu cơ tiêu hao cho cả quá trình cao hơn so với lượng cần thiết cho
phản ứng hóa học.
Sử dụng metanol làm chất cho điện tử của quá trình khử nitrat và nitrit cùng
với tổng hợp tế bào sẽ thu được:
NO3- + 1,08CH3OH + 0,24H2CO3 →0,056 C5H7NO2 + 0,47N2 + 1,68H2O + HCO3-

(23)

NO2- + 0,67CH3OH + 0,53H2CO3 →0,04 C5H7NO2 + 0,48N2 + 1,23H2O + HCO3-

(24)

Từ các phương trình phản ứng (23), (24) cho thấy để khử 1g nitrat cần 2,86 g
chất hữu cơ tính theo COD và thu được 4,35 gHCO 3- khi nguồn nitơ để tổng hợp tế
bào là nitrat hoặc 3,7 gHCO3- khi nguồn nitơ tổng hợp tế bào là amoni.
Lượng sinh khối thu được từ quá trình khử nitrat nằm trong khoảng 0,46 - 0,69
g/g tính theo chất hữu cơ.
Lượng chất hữu cơ sử dụng để khử nitrit thấp hơn so với khử nitrat tính theo
cùng đơn vị nitơ, xấp xỉ 62 %. Tính theo lý thuyết thì giá trị trên là 60 % (giảm hóa
trị từ +5 và +3 về không).
Trong hệ khử nitrat bởi vi sinh vật, mức độ tiêu hao chất điện tử phụ thuộc vào
sự có mặt của các chất nhận điện tử (chất oxy hóa) trong hệ: oxy hòa tan, nitrat,
nitrit và sunfat. Trong các hợp chất trên thì oxy hòa tan có khả năng phản ứng tốt
nhất với các chất khử vì trong hệ luôn tồn tại cả loại vi sinh vật dị dưỡng hiếu khí

17


hoặc phần lớn loại vi sinh Denitrifier có khả năng thay đổi quá trình trao đổi chất từ
phương thức sử dụng oxy sang nitrat [8]. Vi sinh vật chỉ sử dụng đến nitrat và nitrit
khi môi trường đã cạn kiệt nguồn oxy hòa tan. Mức độ cạnh tranh về phương diện
sử dụng chất cho điện tử để khử nitrat và nitrit là ngang nhau. Oxy hóa với sunfat
khó hơn nên phản ứng giữa sunfat với chất hữu cơ chỉ xảy ra khi oxy tan, nitrit,
nitrat đã bị tiêu thụ hết. Trong trường hợp không cung cấp đủ các chất cho điện tử
thì phản ứng khử nitrat có thể dừng lại ở giữa chừng, không tạo ra đến sản phẩm
cuối cùng là khí nitơ.
Tốc độ phát triển của vi sinh Denitrifier phụ thuộc vào chất hữu cơ được mô tả

bởi phương trình động học dạng Monod. Bậc của phản ứng đối với nitrat và chất
hữu cơ là bậc không và nếu chọn mật độ vi sinh vật là biến số thì bậc của phản ứng
là 1. Do vậy, tốc độ phản ứng khử nitrat có thể thể hiện theo nhiều cách khác nhau,
ví dụ:
r=k

(25)

r = k.X

(26)

k là hằng số tốc độ phản ứng, X là nồng độ vi sinh vật.
Khi hệ được bổ xung chất hữu cơ từ ngoài vào, thể hiện qua tỉ lệ F/M hoặc sử
dụng chất hữu cơ từ quá trình phân hủy nội sinh thì tốc độ nitrat hóa có thể mô tả
qua phương trình kinh nghiệm [8]:
r = 0,03(F:M) + 0,029

(27)

r = 0,12.θc-0,706

(28)

θc là thời gian lưu tế bào
Tốc độ khử nitrat phụ thuộc mạnh vào các yếu tố: nồng độ oxy hòa tan, pH,
nhiệt độ và dạng kỹ thuật phản ứng.
1.2.1.2. Các yếu tố ảnh hưởng
Cơ chất
Cơ chất cho quá trình khử nitrat là các chất khử, chất có khả năng nhường điện

tử cho nitrat (chất oxy hóa), bao gồm chất hữu cơ và chất vô cơ (hydro, lưu huỳnh,
sunfua, Fe2+). Mức độ tiêu thụ chất khử phụ thuộc vào các yếu tố:

18