Nghiên cứu ứng dụng mô hình EGSB kết hợp Anammox để xử lý Nitơ trong nước rỉ rác cũ

ĐẠI HỌC QUỐC GIA TP.HCM

TRƯỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA
KHOA MÔI TRƯỜNG VÀ TÀI NGUYÊN
-—oOo-—

ĐẶNG ĐÌNH NÔ

NGHIÊN CỨU ỨNG DỤNG MÔ HÌNH EGSB KẾT
HỢP ANAMMOX ĐỂ XỬ LÝ NITƠ TRONG NƯỚC
RỈ RÁC CŨ

Chuyên ngành: KỸ THUẬT MÔI TRƯỜNG
Mã số: 60520320

LUẬN VĂN THẠC SĨ

TP.HCM, tháng 02 năm 2016


Công trình được hoàn thành tại: Trường Đại học Bách Khoa - ĐHQG-HCM
Cán bộ hướng dẫn khoa học: PGS.TS. Nguyễn Tấn Phong
Cán bộ chấm nhận xét 1: TS. Lê Công Nhất Phương
Cán bộ chấm nhận xét 2: TS. Huỳnh Ngọc Phương Mai
Luận văn thạc sĩ được bảo vệ tại Trường Đại học Bách Khoa, ĐHQG Tp. HCM ngày 18 tháng 01
năm 2016.
Thành phần Hội đồng đánh giá luận văn thạc sĩ gồm:
1. PGS. TS Nguyễn Phước Dân (chủ tịch)
2. TS. Nguyễn Như Sang (ủy viên)
3. TS. Trần Tiến Khôi (thư ký)
4. TS. TS. Lê Công Nhất Phương (phản biện 1)

5. TS. Huỳnh Ngọc Phương Mai (phản biện 2)
Xác nhận của Chủ tịch Hội đồng đánh giá LV và Trưởng Khoa quản lý chuyên ngành sau khi luận
văn đã được sửa chữa.

CHỦ TỊCH HỘI ĐỒNG

TRƯỞNG KHOA


ĐẠI HỌC QUỐC GIA TP. HCM

CỘNG HÒA XÃ HỘI CHỦ NGHĨA VIỆT NAM

TRƯỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA

Độc lập - Tự do - Hạnh phúc

TP. HCM, ngày 31 tháng 12 nẵm 2015
NHIỆM VỤ LUẬN VĂN THẠC SĨ
Họ tên học viên:

Đặng Đình Nô

MSHV: 13251210

Ngày, tháng, năm sinh: 06/01/1989
Chuyên ngành:

Nơi sinh: Quảng Ngãi

Kỹ thuật Môi trường

MN: 60 52 03 20

I. TÊN ĐỀ TÀI:
NGHIÊN CỨU ỨNG DỤNG MÔ HÌNH EGSB KẾT HỢP ANAMMOX ĐẺ XỬ LÝ NITƠ
TRONG NƯỚC RỈ RÁC CŨ.
II. NHIỆM VỤ VÀ NỘI DUNG:
•

Vận hành mô hình EGSB xử lý nitơ trong nước rỉ rác cũ bằng bùn hoạt tính
Anammox.

•

Nghiên cứu khả năng xử lý nitơ của mô hình EGSB ở tải trọng khác nhau.

III. NGÀY GIAO NHIỆM VỤ: 07/2015
IV. NGÀY HOÀN THÀNH NHIỆM VỤ: 12/2015
V.

CÁN BỘ HUỚNG DẪN: PGS. TS. NGUYỄN TẤN PHONG
Tp. HCM, ngày ... thảng ... năm ...
CÁN BỘ HUỚNG DẪN

CHỦ NHIỆM BỘ MÔN ĐÀO TẠO

PGS. TS. Nguyễn Tấn Phong

TRƯỞNG KHOA

iv

LỜI CẢM ƠN
Để hoàn thành Luận văn Thạc sỹ này, lời đầu tiên tôi xin được gửi lời biết ơn chân thành và
sâu sắc nhất đến PGS. TS. Nguyễn Tấn Phong đã hỗ ửự kinh phí thực hiện đề tài và luôn quan tâm,
tận tình hướng dẫn tôi về chuyên môn trong suốt quá trình thực hiện đề tài.
Tôi cũng xin cảm ơn tất cả các Thầy Cô giáo trong Khoa Môi trường và Tài nguyên, trường
Đại học Bách Khoa đã nhiệt tình truyền đạt kiến thức trong thời gian tôi theo học tại trường.
Xin cảm ơn các Anh, Chị trong Phòng Thí Nghiêm Khoa Môi trường đã tạo mọi điều kiện
thuận lợi và hướng dẫn nhiệt tình khi tôi làm việc tại đây.
Xin gởi lời cảm ơn đặc biệt nhất đến các anh, chị, các bạn cùng làm việc trong phòng thí nghiệm
và các em sinh viên khoa Môi trường và Tài nguyên, trường Đại học Bách Khoa đã luôn đồng hành,
giúp đỡ, chia sẻ và an ủi tôi những lúc khó khăn nhất.
Lời cuối cùng tôi xin gởi những tình cảm sâu sắc nhất đến ba mẹ và gia đình tôi, nguồn động
viên tình thần lớn nhất của tôi. Xin cảm ơn ba mẹ đã nuôi dạy tôi trưởng thành, luôn yêu thương và
ủng hộ tôi trong suốt thời gian qua.

Tp. Hồ Chí Minh, ngày ... tháng ... năm 2016

Đặng Đình Nô


v

TÓM TẮT LUẬN VĂN
Nước thải có hàm lượng nitơ cao thì việc xử lý để loại bỏ chúng trước khi xả vào nguồn
nước đang là nhu cầu cấp thiết hiện tại và tương lai. Hiện tại, quá truyền thống đang được
áp dụng rộng rãi ở các nhà máy xử lý nước thải. Tuy nhiên, quá trình truyền thống này đòi

hỏi chi phí đầu tư và vận hành cao. Gần đây, một quá trình mới (Anammox) đã được phát
hiện và chứng minh có khả năng loại bỏ nitơ ở hiệu quả cao với chi phí đầu tư xây dựng
và vận hành cạnh tranh hơn so với quá trình truyền thống.
Luận văn này tập trung vào “ứng dụng quá trình Anammox (anaerobic ammonia oxidation)
trong mô hình EGSB để xử lý nitơ trong nước rỉ rác cũ từ bãi chôn lấp Gò Cát-TP Hồ Chí
Minh”. Với mục đích tăng tải trọng xử lý nitơ và xác định các đặc tính của bùn gây ảnh
hưởng đến hiệu quả.
Mô hình EGSB được vận hành với các tải trọng nitơ đầu vào là 0,5; 1,0; 2,0; 3,0 và 4,0 kg
N/m3.ngày. Điều kiện vận hành bao gồm: pH = ố,5-7,2; DO<1,0 mg02/l; HRT = 9 giờ. Sau
một thời gian vận hành thí nghiêm với tải trọng nitơ đầu vào là 4,0 kg N/m3.ngày, hiệu quả
loại bỏ nitơ đã đạt được là 2,55 kg N/m3.ngày. Mô hình cho thấy hiệu quả loại bỏ nitrit và
ammonia rất lần lượt là 73 ± 0,1% và 69 ± 0,19%. Hơn nữa MLSS tăng nhanh chóng từ
5500 mg/L đến 13880 mg/L trong vòng 120 ngày. Kết quả cho thấy mô hình EGSB có khả
năng đạt được tải trọng loại bỏ nitơ cao trong thời gian ngắn.


6

ABSTRACT
Wastewater with high nitrogen content, the disposal to remove them before
discharge to water is an urgent need present and future. Currently, the tradition is being
widely applied in wastewater treatment plants. However, this traditional process requhes
investment cost and high operational. Recently, a new process (anammox) was discovered
and proved capable of removing nitrogen in a cost effective construction and operation
more competitive compared with the traditional process.
This thesis focuses on "Application processes anammox (anaerobic ammonia
oxidation) in EGSB system for handling nitrogen in leachate from landfills old Go CatHCMC". With the aim of increasing nitrogen loads to process and determine the
characteristics of the sludge affects efficiency.
The model ƯASB operated with nitrogen input load is 0.5; 1,0; 2.0; 3.0 and 4.0 kg
N /m3. day. Operating conditions includes: pH = 6,5-7,2; DO<1,0 mgŨ2/l; HRT = 9h.

After a period of experimental operation with a load of 4.0 kg of nitrogen inputs N/m3/day,
nitrogen removal efficiency reached 2.55 kg N/m3/day. The model shows that effectively
removes ammonium nitrite and are respectively 73 and 69 ± 0.1% ± 0.19. Moreover MLSS
increased rapidly from 5500 mg / L to 13,880 mg I L within 120 days. Results showed
EGSB system capable of achieving high removal of nittogen loads in a short time.


V

Cộng hòa xã hội chủ nghĩa Việt Nam
Độc lập - Tự do - Hạnh phúc
—oOo—

LỜI CAM ĐOAN

Họ và tên học viên: Đặng Đình Nô

MSHV: 13251210

Sinh ngày: 06/01/1989
Nơi sinh: Quảng Ngãi
Chuyên ngành: Kỹ thuật Môi trường

MS: 60520320

Tên đề tài: “Nghiên cứu cứu ứng dụng mô hình EGSB kết hợp Anammox để xử lý nitơ
trong nước rỉ rác cũ”
Ngày bắt đầu: 07/2015 Ngày hoàn thành: 12/2015
Cán bộ hướng dẫn: PGS.TS. Nguyễn Tấn Phong
Tôi cam đoan đây là công trình nghiên cứu của tôi. Những kết quả và số liệu trong luận

văn chưa được ai công bố dưới bất kỳ hình thức nào. Tôi hoàn thành chịu trách nhiệm trước
Nhà trường về sự cam đoan này.
TP. HCM, ngày tháng năm 2016

Đặng Đình Nô


viii

MỤC LỤC
CHƯƠNG 1: MỞ ĐẦU ........................................................................................... 14
1.1.

Đặt vấn đề .......................................................................................................... 14

1.2.

Mục tiêu nghiên cứu ............................................................................................ 2

1.3.

Đối tượng nghiên cứu .......................................................................................... 2

1.4.

Nội dung nhiên cứu ............................................................................................. 2

1.5.

Phương pháp nghiên cứu ..................................................................................... 2

1.6.

Ý nghĩa khoa học và thực tiễn ............................................................................. 2

1.7.

Tính mới của đề tài .............................................................................................. 4

CHƯƠNG 2: TỔNG QUAN ........................................................................................ 5
2.1.

Tổng quan về nước rỉ rác ..................................................................................... 5

2.2.

Tổng quan về Expanded Granular Sludge Bed Reactor (EGSB) ........................ 8

2.2.1.

Giới thiệu về bể phản ứng Upflow Anaerobic Sludge Bed(UASB) .......... 8

2.2.2.

Giới thiệu về Expanded Granular Sludge Bedreactor (EGSB) .................... 9

2.3.

Các phương pháp xử lý nitơ trong nước rỉ rác ................................................... 10

2.3.1.

Tuần hoàn nước rỉ rác và kết hợp xử lý với nước thải sinh hoạt .............. 10

2.3.2.

Phương pháp hóa lý.................................................................................... 11

2.3.3.

Phương pháp sinh học ................................................................................ 13

CHƯƠNG 3: MÔ HÌNH VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU ........................... 40
3.1.

Mô hình nghiên cứu ........................................................................................... 40

3.1.1.

Mô hình thí nghiệm .................................................................................... 40

3.1.2.

Thiết bị .......................................................................................................42

3.1.3.

Nước thải ....................................................................................................42

3.1.4.

Bùn nuôi cấy ban đầu ................................................................................. 44

3.2.

Điều kiện vận hành ............................................................................................ 44

3.3.

Phương pháp lấy mẫu và phân tích mẫu ............................................................ 45

3.3.1.

Phương pháp xác định sinh khối ............................................................... 45


ix

3.3.2.

Phương pháp tính toán và xử lý số liệu ..................................................... 46

CHƯƠNG 4: KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN ............................................................ 50
4.1.

Chế độ vận hành ............................................................................................... 50

4.2.

Kết quả khảo sát mô hình EGSB với bun Anammox ....................................... 52

4.2.1.

Kết quả thí nghiệm với tải 0,5 kgN/m3/ngày ............................................. 53

4.2.2.

Kết quả thí nghiệm với tải 1 kgN/m3/ngày ................................................ 54

4.2.3.

Kết quả thí nghiệm với tải 2 kgN/m3/ngày ................................................ 55

4.2.4.

Kết quả thí nghiệm với tải 3 kgN/m3/ngày ................................................ 56

4.2.5.

Kết quả thí nghiệm với tải 4 kgN/m3/ngày ................................................ 57

4.2.6.

Tốc độ loại bỏ tổng nitơ (TNRR) ............................................................... 58

4.2.7.

Sự thay đổi pH trong thời gian vận hành ................................................... 60

4.2.8. Khí sinh ra của mô hình thí nghiêm EGSB ................................................ 60

4.2.9.
4.3.

Quan sát sinh khối Anammox ................................................................... 61

Đánh giá các đặc tính của bùn .......................................................................... 62

4.3.1.

Tốc độ lắng của bùn ................................................................................... 62

4.3.2.

Hàm lượng canxi, magie và sắt trong bùn ................................................. 63

4.3.3.

Chỉ số bùn lắng SVI ................................................................................... 64

CHƯƠNG 5: KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ ............................................................ 65
5.1.

KẾT LUẬN ...................................................................................................... 65

5.1 KIẾN NGHỊ ........................................................................................................... 65
TÀI LIỆU THAM KHẢO ............................................................................................ 66
PHỤ LỤC ..................................................................................................................... 73


X

DANH MỤC BẢNG BIỂU

Bảng 2.1: Thành phần nước rỉ rác lấy từ bãi rác Gò Cát .................................................. 6
Bảng 2. 2: So sánh các quá trình xử lý nitơ ................................................................. 15
Bảng 2. 3: Các chuẩn vi khuẩn Anammox được tìm thấy cho đến ngày nay ............... 22
Bảng 3. 1: Thông số thiết kế mô hình ........................................................................... 41
Bảng 3. 2: Các thiết bị của mô hình EGSB ..................................................................42
Bảng 3. 3: Thành phần nước rỉ rác lấy từ bãi rác Gò Cát ............................................. 42
Bảng 3. 4. Bảng hóa chất bổ sung cho quá trình .......................................................... 43
Bảng 3. 5: Thông số vận hành dự kiến .........................................................................44
Bảng 3. 6. Các thông số và phương pháp phân tích ..................................................... 45
Bảng 4. 1. Thành phần nước rỉ rác lấy từ bãi rác Gò Cát sử dụng ............................... 50
Bảng 4. 2. Các thông số vận hành trong quá trình thí nghiêm .....................................51
Bảng 4. 3. Chỉ số SVI của bùn Anammox trong mô hình EGSB .................................64


xi

DANH MỤC HÌNH ẢNH
Hình 2.1: Chu trình chuyển hóa nitơ ............................................................................... 16
Hình2. 2: Các giả thuyết khác nhau về quá trình dị hóa của vi khuẩn Anammox ......... 25
Hình 2.3: Hai quá trình khử nitrate có thể bởi vi khuẩn Anammox ............................... 25
Hình 2. 4: So sánh sự tiêu thụ oxy và COD giữa quá trình sinh học truyền thống và quá
trình PN - Anammox .......................................................................................................27
Hình 2.5: Các quá trình Anammox khác nhau và các nguồn nitrite khác nhau: ............. 33
Hình 3.1: Sơ đồ cấu tạo mô hình thí nghiệm EGSB ....................................................... 40
Hình 3. 2. Mô hình EGSB thực tế ................................................................................ 41
Hình 4. 1. Diễn biến nồng độ nitơ ở các tải ..................................................................52
Hình 4. 2. Sự biến thiên nồng độ Nitơ với tải 0,5 kgN/m3/ngày ..................................53

Hình 4. 3 Sự biến thiên nồng độ Nitơ với tải 1 kgN/m3/ngày ......................................54
Hình 4. 4. Sự biến thiên nồng độ Nitơ với tải 2 kgN/m3/ngày ..................................55
Hình 4. 5. Sự biến thiên nồng độ Nitơ với tải 3 kgN/m3/ngày ..................................56
Hình 4. 6. Sự biến thiên nồng độ Nitơvới tải 4 kgN/m3/ngày ......................................57
Hình 4. 7. Tải trọng loại bỏ nitơ theo thời gian vận hành thí nghiệm ........................ 58
Hình 4. 8. Tải trọng tiêu thụ, sinh ra và loại bỏ các hợp chất nitơ ở cáctải trọng ....... 59
Hình 4. 9. Sự thay đổi pH của mô hình EGSB trong suốt thời gian vận hành ............. 60
Hình 4. 10. Sinh khối Anammox ưong bể ......................................................................61
Hình 4.11. Tốc độ lắng của bùn hạt Anammox .............................................................. 62
Hình 4. 12. Đồ thị thành phần các chất ttong lg bùn khô Anammox ............................. 63
Hình 4. 13. Một số hạt bùn nổi ttên bề mặt bể ............................................................... 64


12

DANH MỤC TỪ VIẾT TẮT
Anammox
AOB
BODs
CANON

Anaerobic Ammonium Oxidation (Oxy hóa ammoni kị khí) Ammonium
Oxidation Bacteria (Vi khuẩn oxy hóa ammoni thành) nitrit
Biological Oxygen Demand (Nhu cầu oxy sinh học cho 5 ngày)
Completely Autotrophic Nitrogen Removal Over Nitrire (sự kết hợp giữa
nitrite hóa bán phần và Anammox trong cùng một thiết bị xử lý nitơ)
Consume rate (Tốc độ tiêu thụ)
Chemical oxygen demand (Nhu cầu oxy hóa học)

CR

Trường đại họ kỹ thuật Delft Hà Lan

COD

Dissolve oxygen (Oxy hòa tan)

DELFT

Free ammonia (khí NH3)

DO
FA
FAS

Sắt ammonium sunfat
Food/microorganism (Dinh dưỡng/thức ăn)
Fluorescent In Situ Hybridization

F/M

Nhiệt động hóa học

FISH

Hybrid gas solid separator (sự phân tách rắn khí kết hợp)

G°

Hydraulic retention time (Thời gian lưu nước)

HGSS

Enzyme tạo thành hydroxylamine của vi khuẩn nitrosomonas

HRT

Enzyme Hydrazine Hydrolase (Enzym xúc tác phản ứng tạo hydrazine)
Enzyme xúc tác tạo khí nitơ của vi khuẩn Anammox

HAO
HH
HZO
KU2

Vi khuẩn Candidatus Kuenenia stuttgartiensis
Nồng độ chất rắn lơ lửng hòa tan
Nồng độ chất rắn lơ lửng bay hơi
Nitrogen loading rate (Tải trọng)

MLSS
MLVSS
NLR
NOB
NR
OLAND

Nitrite oxidation Bacteria (Vi khuẩn oxy hóa ammoni thành nitrite)
Enzym khử nitrit thành sản phẩm giả thiết là hydroxylamine
Oxygen-limited autoừophic nitrification- Denitrification (hệ thống nitrite

hóa, khử nitrite tự dưỡng trong điều kiện thiếu oxy)


13

OR-N

Organic nitrogen (Nitơ hữu cơ)

RR

Removal rate (Tốc độ loại bỏ)

SNAP

Single Stage Nitrogen Removal using Anammox and Partial
Nitritation (Quá trình loại bỏ nitơ kết hợp nitrat hóa bán phầnanmmox trong một bể)

SHARON
SRT ss TKN

Single reactor system for High activity ammonia Removal Over
Nitrite (Nitrite hóa bán phần trong một bể phản ứng)
Sludge Retention Time (thời gian lưu bùn)

TN TNRR

Suspended Solid (Chất rắn lơ lửng)

TSS ƯASB

Total Kjeldahl Nitrogen (Tổng nitơ Kjeldahl)
Total Nitrogen (Tổng nitơ)
Total nitrogen removal rate (Tốc độ loải bỏ nitơ tổng)
Total suspended solid (Tổng chất rắn lơ lửng)
Up-flow Anaerobic Sludge Blanket (Be dòng chảy ngược qua tầng
bùn kị khí)

EGSB
VFA
XOCs

Expanded Granular Sludge Bed Reactor (quá trình cải tiến UASB)
Volatile fatty acids (Acid béo dễ bay hơi)
Xenobiotic organic compounds (Các hợp chất hữu cơ Xenobiotic)


14

CHƯƠNG 1: MỞ ĐẦU
1.1.

Đặt vấn đề

Trong những năm gần đây xã hội đang trên đà phát triển, các công nghệ tiên tiến được áp
dụng vào quá trình xây dựng và phát triển cơ sở hạ tầng cũng như đầu tư vào quy trình sản
xuất công nghệ ngày càng phong phú, đặc biệt là các ngành công nghiệp, nông nghiệp,
dịch vụ,.... đã phát sinh ra nhiều nguồn thải có chứa hàm lượng nitơ cao như các ngành
công nghiệp chế biến thủy sản, nước thải chăn nuôi, nước rỉ rác, nước thải sau bể phân
hủy bùn, thậm chí có những nguồn nước thải sinh hoạt đôi khi cũng chứa một hàm lượng

nitơ không nhỏ.
Bên cạnh đó, một lượng nước rỉ ra từ các bãi chôn lấp chất thải rắn, lượng nước này không
lớn nhưng lại ô nhiễm rất cao. Thông thường nước rỉ rác có hàm lượng ammonia rất cao.
Hàm lượng nitơ cao kích thích sự phát triển của rong rêu, tảo,... gây ra hiện tượng phú
dưỡng hóa làm bẩn trở lại nguồn nước, gây thiếu hụt oxy hòa tan (DO) trong nước, khí
NH3 hòa tan > 0.2mg/l gây chết nhiều loài cá. Chính vì thế, việc nghiên cứu công nghệ xử
lý mới có tính hiệu quả cao, chi phí thấp để xử lý nitơ trong nước thải là một yêu cầu cấp
thiết. Vì vậy, việc tìm kiếm một công nghệ thích hợp để xử lý nitơ trong nước thải trong
hoàn cảnh hiện nay cũng như tương lai là đáng được quan tâm.
Năm 1995, một phản ứng chuyển hóa nitơ mới chưa từng biết đến trước đó, về cả lý thuyết
lẫn thực nghiệm, đó là phản ứng oxy hóa kỵ khí Ammonia (Anaerobic Ammonium
oxidation, viết tat là Anammox). Trang đó, ammonium được oxy hóa bởi nitrit trong điều
kiện kỵ khí, không cần cung cấp chất hữu cơ để tạo thành nitơ phân tử. 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.
Vì vậy, việc thực hiện đề tài: “ Nghiên cứu ứng dụng mô hình EGSB kết hợp quá trình
Anammox để xử lý nitơ trong nước rỉ rác cũ” được tiến hành ttong việc xử lý nước thải
có hàm lượng Nitơ cao.



2
Mục tiêu nghiên cứu

1.2.

Nghiên cứu khả năng xử lý Nitơ trong nước thải rỉ rác cũ bằng mô hình EGSB
(Expanded Granular Sludge Bed) kết hợp quá trình Anammox.
Đánh giá các đặc tính của bùn hạt Anammox sinh trưởng trong mô hình EGSB.
Đối tượng nghiên cứu

1.3.

Nghiên cứu tập trung vào:
> Nước rỉ rác cũ bãi chôn lấp Gò Cát với nồng độ nitơ ammonia cao.
> Mô hình EGSB được thiết kế phù họp để tạo điều kiện thích hợp cho quá trình xử
lý.
1.4.

Nội dung nhiên cứu

Nội dung nghiên cứu bao gồm:
> Thích nghi nhóm vi khuẩn Anammox bằng nước rỉ rác cũ sau quá trình nitrite hóa
bán phần đã pha loãng với tỷ lệ thích hợp.
> Kiểm soát các yếu tố pH, DO, HRT nhằm tạo điều kiện tốt nhất cho hiệu quả xử lý
ở từng giai đoạn vận hành.
> Tăng tải trọng nitơ để đánh giá hiệu quả xử lý nitơ của mô hình.
1.5.

Phuong pháp nghiên cứu

-

Phương pháp thực nghiệm mô hình, nghiên cứu ừên mô hình.

-

Phương pháp lấy mẫu và phân tích.

-

Phương pháp tính toán và xử lý số liệu.

1.6.

Ý nghĩa khoa học và thực tiễn

a) 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 Anammox trong nước rỉ rác cũ.
- Tạo cơ sở cho các nghiên cứu sâu hơn các yếu tố và thành phần hóa sinh trong
nước rỉ rác cũ ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý nitơ.
-

Tạo tiền đề cho việc tính toán thiết kế các công nghệ ứng dụng mô hình EGSB để
loại bỏ nitơ trong nước rỉ rác cũ ở ngoài thực tế.


3

b) Ý nghĩa thực tiễn
- Kết quả của đề tài cũng là cơ sở để triển khai ứng dụng mô hình EGSB trong xử lý
nước rỉ rác cũ có nồng độ ammonia cao với chi phí đầu tư cơ bản và vận hành cạnh
tranh hơn so với quá trình sinh học truyền thống (nitrate hóa-khử nitrate).
- Kết quả đề tài cũng làm tiền đề để nghiên cứu các loại nước thải có nồng độ
ammonia cao từ một số lĩnh vực như: Nước thải từ lò mổ, nước thải từ chế biến
nước tương, các xí nghiệp chế biến thủy sản, nhà máy chế biến tinh bột sắn và thực
phẩm, v.v ...
1.7.

Tính mói của đề tài

Xác định được khả năng ứng dụng của công nghệ EGSB cho việc xử lý nước rỉ rác cũ ở
Việt Nam nói chung và ở Thành phố Hồ Chí Minh nói riêng, bước đầu cho việc nghiên
cứu quy mô phòng thí nghiệm. Tuy nhiên ở Việt Nam, công nghệ ứng dụng quá trình
Anammox này vẫn còn nghiên cứu một cách hạn chế và chưa được ứng dụng vào thực tế.


4

CHƯƠNG 2: TỔNG QUAN.
Tổng quan về nước ri rác

2.1.

Nước rỉ rác cũ là loại nước thải bị ô nhiễm nặng và thành phần phức tạp. Hỗn hợp các chất
ô nhiễm hữu cơ và vô cơ có thể được sinh ra từ các quá trình sinh học, hóa học và vật lý diễn
ra ương các bãi rác (Heyer và stegmann, 2002; Poznyak và cộng sự, 2008). Thành phần nước
rỉ rác phụ thuộc vào nhiều yếu tố khác nhau như: Tuổi thọ bãi rác, khí hậu, bản chất của các
chất thải bị phân hủy và thành phần chất thải ở các vị trí khác nhau. Nước rỉ rác bao gồm 4
thành phần chính: (Christensen và cộng sự, 2001; Kjeldsen và cộng sự, 2002).
•

Chất hữu cơ hòa tan bao gồm: Nhu cầu oxy hóa học (COD) hoặc tổng cacbon hữu cơ bao
gồm: CH4, các Acid béo dễ bay hơi và các hợp chất khó phân hủy sinh học như: Acid
fulvic, acid humic, v.v...

•

Các hợp chất vô cơ: Ca2+’ Mg2+, Na+, K+, NĨỈ4+, Fe2+, Mn2+, cr, SO42, HCO3-

. Các kim loại nặng: Zlủ’ ,Cu£ ■, Pb“ ■, Ni" ■, Cd" , CT*■.
•

Các hợp chất hữu cơ xenobiotic (XOCs) có nguồn gốc từ các hộ gia đình và trong công
nghiệp. Chúng có nồng độ tương đối thấp (thông thường ít hơn 1 g/m3 ứng với từng chất
riêng lẻ) trong nước rỉ rác bao gồm: Các loại hidrocabon vòng thơm, axit carbolic và các
hợp chất halogen hữu cơ hấp phụ, v.v...

Thành phần nước rỉ rác cũng có thể được đặc trưng bởi độc chất khác nhau và cũng được
xác định bởi các xét nghiệm về độc học (Vibrio fischeri, Daphnia similes, Artemia salina
,v.v...) và đều này cung cấp thông tin về hàm lượng các chất ô nhiễm có thể gây hại đến các
loại sinh vật xác định (Kjeldsen và cộng sự, 2002; Renou và cộng sự, 2008). Chất độc được
hình thành từ hỗn hợp của các chất ô nhiễm khác nhau. Các thử nghiệm về độc chất có thể
đưa ra nhiều thông tin về tiềm năng tác động đến môi trường hơn là thực hiện các phép phân
tích về hóa học đơn thuần (Marttinen và cộng sự, 2002). Các thử nghiệm độc học đã xác định
các tiềm năng gây ô nhiễm của nước rỉ rác và cần phải xử lý nó (Kjeldsen và cộng sự, 2002;
Renou và cộng sự,
2008).
Có nhiều yếu tố ảnh hưởng lên chất lượng của nước rỉ rác. Tuy nhiên, trong các yếu tố thì
tuổi thọ của bãi rác là yếu tố ảnh hưởng đặc biệt đến thành phần nước rỉ rác (Renou và cộng


5
sự, 2008). Kulikowska và Klimiuk (2007) đã đưa ra số liệu cho thấy tuổi thọ của bãi rác có
ảnh hưởng đặc biệt đáng kể đến các hợp chất hữu cơ và sự biến đổi các hợp chất này theo
thời gian. 3 loại nước rỉ rác có thể được phân loại theo tuổi thọ của bãi rác là: Mới, trung và
ổn định (Amokrane và cộng sự, 1997; Poznyak và cộng sự, 2008). Nhìn chung, nước rỉ rác
mới chứa nhiều hợp chất hữu cơ dễ phân hủy sinh học và sản phẩm của quá trình lên men kỵ
khí nhanh của các hợp chất hữu cơ này thường chứa nồng độ cao của các Acid béo dễ bay

hơi (VFA). Theo thời gian, khi nước rỉ rác trong giai đoạn lên men metan, sự phân hủy các
chất ô nhiễm hữu cơ dễ phân hủy sinh học giảm dần và VFA chuyển thành khí sinh học. Do
đó, các chất hữu cơ, tỉ lệ BOD/COD giảm đáng kể và các hợp chất hữu cơ khó phân hủy sinh
học chiếm chủ yếu trong nước rỉ rác cũ (Welander và cộng sự, 1998; Neczaj và cộng sự,
2007). Ngược lại, hàm lượng ammonia không giảm và thường là chất gây ô nhiễm chính
trong nước rỉ rác cũ (Kjeldsten và cộng sự, 2002). Nguồn nitơ chủ yếu là protein và chiếm
khoảng 0,5 % trọng lượng khô của chất thải rắn đô thị. Sự thủy phân mạch polypeptide rất
khó xảy ra vì cần rất nhiều năng lượng và đây là nguyên nhân làm cho quá trình động học
của sự thủy phân protein xảy ra chậm và điều này gây ra sự giải phóng ammonia chậm. Nitơ
có thể gây ra hiện tượng phú dưỡng hóa cho các nguồn nước tiếp nhận. Do đó, sự loại bỏ nó
ra khỏi các nguồn nước thải nói chung và nước rỉ rác cũ nói riêng bằng phương pháp sinh
học là cấp thiết (Jokela và cộng sự, 2002). Thành phần nước thải đầu vào lấy tại bãi chôn lấp
Gò Cát được thể hiện ở bảng sau:
Bảng 2.1: Thành phần nước rỉ rác lấy từ bãi rác Gò Cát
STT Chỉ tiêu

pH

Don vị

8,0 - 8,5

Giá trị trung bình ± STD
(n=8)


6
Độ kiềm

mg CaCŨ3//L

15.133+58

3

TKN

mg/L

3.868 +26

4

NHAN

mg/L

3.449 +233

5

NO2-N

mg/L

0,214 0,08

6

NO3-N

mg/L

2,23 1 0,18

7

COD

mg/L

2.761 1 436

8

BODs

mg/L

100 +25

9

Phospho tổng mg/L

21 + 3

10

Độ cứng tổng mg CaCŨ3//L

1.557 + 25

11

SOA

mg/L

0,95 +0,08

12

Cl-

mg/L

3.442 +26

13

Fe tổng

mg/L

2,00-0,07

14

ss

mg/L

59+16

2

(Nguồn: Biếc và cộng sự, 2012)
Theo số liệu bảng 2.1, nước thải đầu vào chứa hàm lượng ammonia rất cao (NỈỈ4+-N =
3500 mg N/L) là nguyên nhân gây ra hiện tượng phú dưỡng hoá nguồn nước mặt. Việc xử
lý nitơ theo phương pháp truyền thống không mang lại hiệu quả cao đối với nước rỉ rác vì
tỉ lệ BODs/COD = 0.04 (khá thấp), mà COD trong nước rỉ rác cũ chủ yếu là khó phân hủy
sinh học. Do đó, cần phải bổ sung thêm nguồn cacbon từ bên ngoài vào trong giai đoạn khử
nitrate và chi phí sục khí cho quá trình nitrate hóa. Xử lý nitơ bằng phương pháp sinh học


7
truyền thống (nitrate hóa và khử nitrate) không hiệu quả về mặt chi phí vận hành cũng như
chi phí xử lý. Ngoài các chất ô nhiễm hữu cơ và nitơ dưới dạng ammonia, nước rỉ rác còn
chứa các khoáng chất vi lượng như: Fe, Zn, Mg, Cu, v.v.... Đây là môi trường rất thích hợp
cho sự phát triển của vi khuẩn Anammox và cũng như mở ra một hướng nghiên cứu mới có
khả năng xử lý nitơ trong nước rỉ rác cũ với chi phí xử lý thấp.
2.2.

Tổng quan về Expanded Granular Sludge Bed Reactor (EGSB)
2.2.1. Giới thiệu về bể phản ứng Upflow Anaerobic Sludge Bed (UASB)

Be phản ứng UASB được Lettinga và cộng sự phát triển ở Hà Lan và cuối những năm 1970.
Bùn hạt được báo cáo bởi Young và McCarty (1969) trong hệ thống lọc kỵ khí và được quan
sát ở Na Phi trong suốt chuyến thăm của Lettinga trước khi phát triển bể UASB đầu tiên.

Tuy nhiên, bể UASB không được phát triển trong thời gian đó do thiếu hiểu biết và thiếu
kinh nghiệm tạo bùn hạt. Be UASB đầu tiên được áp dụng cho một nhà máy củ cải đường ở
Hà Lan. Be UASB được áp dụng thàng công ở quy mô pilot và có nhiều bể phản ứng ƯASB
quy mô thực tế cho nhiều loại nước thải công nhiệp sau đó. Báo cáo đầu tiên về bể phản ứng
ƯASB là Dutch vào cuối những năm 1970 và tạp chí quốc tế chính thức vào năm 1980.
Có vài bể UASB vào đầu nhũng năm 1970 nhung những bể phản ứng này không được chú
ý vào thời gian đó. Tuy nhiên, có vài loại bể phản ứng quy mô thực tế được vận hành ttên
khắp thế giới, đặc biệt là ở Châu Âu, phía Nam châu Mĩ, phía Nam châu Á và Tây Nam châu
Á. Bên cạnh đó, trong một cuộc khảo sát có 1215 bể phản ứng kỵ khí tốc độ cao quy mô thực
tế được vận hành ttên khắp thế giới từ những năm 1970 và hầu hết các bể phản ứng bao gồm
UASB và EGSB. Đa số nước thải được áp dụng là nước thải ngành sản xuất bia, nước giải
khát, sản xuất cồn rượu, lên men, công nghiệp thực phẩm, giấy và bôt giấy. Những loại nước
thải này chiếm khoảng 90% các ứng dụng.
Quá trình UASB dựa vào sự chuyển động đi lên của nước thải thông qua lớp bùn hạt kỵ khí.
Be UASB gồm 4 phần chính: lớp bùn hạt, vùng bùn lơ lửng, hệ thống tách khí- rắn và phần
lắng. Lớp bùn hạt ở đáy bể phản ứng. vùng bùn lơ lửng gồm các hạt bùn phân tán xáo trộn
với khí sinh ra trong bể phản ứng. Nước thải vào đáy bể và bị phân hủy ở lớp bùn hạt và
vùng bùn lơ lửng. Thiết bị tách khí phan tách khí và từ nước thải và bùn hạt có thể lắng được.
Một số hạt bùn có thể vào phần lắng và vùng không hoạt hóa được hình thành, chúng có thể
lắng trở lại bể phản ứng hay bị rửa hôi ra khỏi mô hình. Vận tốc dòng chảy điển hình là 0,5


8
- lm/giờ và thường có thể xử lý đến tải họng 10 - 15kg/m3.ngày. Hơn nữa, không có thiết bị
xáo ửộn riêng biệt ngoài vận tốc dòng nước và khí sinh ra. Bể phản ứng UASB thường khởi
động với 10 - 30% bùn cấy.
2.2.2. Giới thiệu về Expanded Granular Sludge Bed reactor (EGSB)
Qua trình Expanded Granular Sludge Bed reactor (EGSB) là quá trình cải tiến của UASB,
được giáo sư Lettinga và cộng sự phát triển vào năm 1983 tại Hà Lan. Sự ra đời của EGSB
với dòng tuần hoàn kết hợp với bể phản ứng cao hơn (tỉ lệ chiều cao/ đường kính lớn) mang

lại những ưu thế hơn so với quá trình xử lý nước thải bằng ƯASB. Với tỉ lệ dòng tuần hoàn
cao, dòng chảy ngược của quá trình EGSB thường có tốc độ dâng ổn định tiêu biểu trong
khoảng hơn 5m/giờ, làm cho lớp bùn giãn nở, giảm tối thiểu vùng chết, tiếp xúc giữa nước
thải và bùn tốt hơn sự khuấy trộn của thủy lực, do đó tăng cường hiệu quả xử lý và tính ổn
định.
So với ƯASB, quá trình EGSB xử lý được nước thải với tải họng cao, có thể đến
42,3kg/m3.ngày, trung bình là 20kg/m3.ngày với kết quả khảo sát từ 198 công trình EGSB
thực tế, cao gấp hai lần so với kết quả UASB. Hơn nữa, EGSB có thể vận hành ở thời gian
lưu rất ngắn (>1,5 giờ) ừong khi vẫn duy trì nồng độ bùn cao ttong hệ thống. Bể phản ứng
EGSB đặc biệt thích hợp với nước thải có nồng độ ô nhiễm thấp và trung bình.
Nhiều nghiên cứu cho thấy EGSB có thể xử lý các chất độc ttong khi UASB không thể phân
hủy được do dòng tuần hoàn ttong EGSB có tác dụng pha loãng nồng độ đầu vào.
Đặc điểm nổi bật nhất của bể EGSB là vận tốc dòng chảy ngược cao. Dòng tuần hoàn có thể
tách chất rắn lơ lửng nhỏ ra khỏi lớp bùn. Do đó, EGSB xử lý được nước thải với nồng độ
chất rắn lơ lửng cao mà không bị giảm hiệu quả, do vận tốc lắng của hạt rắn thấp hơn vận
tốc bề mặt của chất lỏng. Trong khi đó dòng vào của ƯASB phải đảm bảo chất rắn lơ lửng
thấp, vì chất rắn lơ lửng có thể thay thế cho lớp bùn ửong hệ thống.
Quá trình EGSB là quá trình kỵ khí được thiết kế cải thiện nâng cao cùng với quá trình có
dòng tuần hoàn của bể EGSB làm giảm thời gian lưu nước, thế tích và diện tích bể giảm dẫn
đến chi phí đầu tư thấp. Với những ưu điểm đáng kể đó, EGSB ngày càng được thay thế cho
ƯASB trong các công trình thực tế.


9
2.3. Các phương pháp xử lý nito’ trong nước ri rác
Tính chất nước rỉ rác phụ thuộc vào các yếu tố như: Loại rác được thu gom, lượng mưa theo
mùa, tuổi thọ của bãi rác và các yếu tố khác. Các yếu tố này cho thấy sự phức tạp của nước
rỉ rác và do đó không có biện pháp chung nào để xử lý nó. Theo Renou và cộng sự (2008),
phương pháp xử lý nước rỉ rác truyền thống có thể thực hiện theo 3 phương pháp: Tuần hoàn
nước rỉ rác (thiết kế các bãi chôn lấp hợp vệ sinh) và kết hợp xử lý với nước thải sinh hoạt,

các phương pháp xử lý hóa lý, phương pháp xử lý sinh học (quá trình hiếu khí và thiếu khí).
2.3.1. Tuần hoàn nước rỉ rác và kết họp xử lý với nước thải sinh hoạt
Tuần hoàn nước rỉ rác đâ được sử dụng rộng rãi ở nhiều thập niên trước vì nó là một trong
các phương pháp xử lý rẻ tiền nhất. Có nhiều thuân lợi ttong việc vận hành bãi rác như là
một bể phản ứng sinh học. Tuần hoàn nước rỉ rác không chỉ cải thiện chất lượng nước mà
còn rút ngắn thời gian cần thiết để ổn định nước thải. Ngoài ra còn có một số ưu điểm khác
như: Xử lý nước rỉ rác tại chỗ, nâng cao tốc độ sản sinh khí từ bãi rác tạo thuận lợi ttong việc
thu hồi năng lượng. Đây là xu hướng tạo ra nước rỉ rác ổn định chứa hàm lượng cacbon hữu
cơ dễ phân hủy sinh học tương đối thấp nhưng hàm lượng ammonia và các hợp chất hữu cơ
khó phân hủy sinh học cao (Knox, 1985; Jianguo và cộng sự, 2007; Renou và cộng sự, 2008).
Tuy nhiên theo Price và cộng sự (2003) có thể loại bỏ ammonia trong nước rỉ rác bằng quá
trình nittate hóa và khử nitrate tại chỗ bởi xem bãi rác như là một bể phản ứng sinh học.
Cách đây vài năm, xử lý nước rỉ rác cùng với nước thải đô thị là một giải pháp phổ biến. Tuy
nhiên, sự lựa chọn này không được khuyến khích vì sự có mặt của các hợp chất ức chế và
các chất độc từ nước rỉ rác, do đó làm giảm hiệu quả xử lý với nồng độ các chất ô nhiễm đầu
ra cao (Welander và cộng sự, 1998; Renou và cộng sự, 2008). Ngoài ra, Aktas và Cecen
(2001) quan sát thấy sự ức chế quá trình niửate hóa và lượng nitrite tạo thành khoảng 85 100 % tổng (NOx'-N) khi hòa trộn nước rỉ rác với nước thải sinh hoạt.
2.3.2. Phuong pháp hóa lý
Vì tính chất của nước rỉ rác rất độc và ổn định nên xử lý bằng phưong pháp sinh học không
hiệu quả. Do đó, các công nghệ được lựa chọn dựa vào chất lượng được yêu cầu xử lý (Rivas
và cộng sự, 2004). Các quá trình như: Tuyển nổi, keo tụ, tạo bông, hấp phụ, oxy hóa hóa
học, tách khí thì có thể loại bỏ chất rắn lơ lửng, hạt keo, váng nổi, màu, các chất độc, v.v..
.Các biện pháp xử lý hóa lý đối với nước rỉ rác được dùng để xử lý bổ sung (tiền xử lý, xử


10
lý cuối đường ống hoặc xử lý các chất ô nhiễm đặc biệt như: Tách khí để loại bỏ ammonia)
(Renou và cộng sự, 2008).
Đặc biệt, ammonia được xác định là chất gây độc chủ yếu đối với vi sinh vật (VSV) trong
hệ thống xử lý, cần có quá trình tiền xử lý để loại bỏ ammonia trước khi cho qua hệ thống

xử lý sinh học (Kim và cộng sự, 2007). cần lưu ý rằng, hàm lượng Acid béo bay hơi trong
nước rỉ rác giảm theo tuổi của bãi rác và quá trình nitrate hóa và khử nittate rất khó xảy ra vì
tỉ lệ COD/NH4+-N thấp (thiếu chất cho điện tử và cần cung cấp năng lượng cho quá trình
hiếu khí) (He và cộng sự, 2007).
Phương pháp xử lý hóa lý phổ biến nhất để loại bỏ ammonia trong nước rỉ rác là phương
pháp tách khí có thể loại bỏ trên 93 % ammonia (Li và cộng sự, 1999; Marttinen và cộng sự,
2002; Renou và cộng sự, 2008). Để phương pháp này có hiệu quả thì cần tạo môi trường có
pH cao và pha khí ô nhiễm phải được xử lý bằng H2SO4 hoặc HC1. Điều cần quan tâm ttong
xử lý ammonia bằng phương pháp tách khí là sự phát thải NH3 vào khí quyển gây ô nhiễm
không khí nếu NH3 không được hấp thụ đúng bằng H2SO4 hoặc HC1. Nhược điểm khác là
độ dày lớp vôi của tháp tách khí khi vôi sử dụng để điều chỉnh pH và vấn đề sủi bọt bắt buộc
phải sử dụng tháp tách khí có kích thước lớn (Li và cộng sự, 1999). Hơn nữa, vì nước rỉ rác
cũ có độ kiềm cao đã hình thành hệ thống đệm pH mạnh, sự biến thiên pH trước và sau tách
khí sẽ tiêu tốn một hàm lượng kiềm và acid lớn (Li và cộng sự, 1999). Theo Marttinen và
cộng sự (2002), ửong một số trường hợp tách khí và ozone hóa sẽ làm tăng tính độc mặc dù
COD và ammonia đã được loại bỏ. Đây có thể là kết quả của quá trình oxy hóa các hợp chất
hữu cơ hình thành các độc tố, mà các độc tố này có thể ảnh hưởng đến hoạt tính vi sinh trong
các quá trình xử lý sinh học phía sau.
Phương pháp khác để loại bỏ ammonia trong nước rỉ rác là phương pháp kết tủa ammonia
dưới dạng muối MgNIỈ4PO4.ốH2O (struvite, MAP). Kim và các cộng sự (2007) đã chứng
minh rằng phương pháp kết tủa struvite là phương pháp tiền xử lý tốt nhất. Muối
MgNIỈ4PO4.6H2O có độ hòa tan thấp (0,0023g/mL H2O), tốc độ phản ứng để hình thành
kết tủa cao và hàm lượng ammonia dư lượng thấp do vậy mà phương pháp kết tủa struvite
được xem là phương pháp hiệu quả để loại bỏ ammonia (Li và cộng sự, 1999). Tuy nhiên,
phương pháp này đòi hỏi chi phí cao do chi phí về hóa chất cao (đặc biệt là MgCh) (Ozturk
và cộng sự 2003, Calli và cộng sự, 2005; He và cộng sự, 2007). Tuy nhiên, He và cộng sự


11
(2007) cho thấy có thể tiết kiệm 44% chi phí về hóa chất bằng phương pháp phân ly MAP

dư thành gốc Mg và PŨ43'. Ngoài ra Li và cộng sự (1999) đã cảnh báo, do độ mặn trong
nước rỉ rác cao nếu xử lý bằng phương pháp kết tủa sử dụng MgC12.H2Ũ và
NaHPO4.12H2O có thể ảnh hưởng đến vsv trong quá trình xử lý sinh học tiếp theo.
Giải pháp khác để loại bỏ ammonia trong nước rỉ rác là trao đổi ion. Phương pháp trao đổi
ion có tính cạnh tranh hơn các phương pháp khác vì ít bị ảnh hưởng ở nhiệt độ thấp.
Clinoptilotile là một zeolite tự nhiên có khả năng loại bỏ ammonia rất tốt trong nước và nước
thải (Wang và cộng sự, 2006). Zeolite thì có sự chọn lọc cao về khả năng trao đổi ion với
NIỈ4+-N hơn là Mg2+ và Ca2+. Bên cạnh đó, sự tồn tại các ion Na+, Ca2+ và Mg2+ trong nước
rỉ rác có thể làm giảm khả năng hấp phụ ammonia và tăng thời gian bão hòa. Tuy nhiên,
nhiều kết quả nghiên cứu đưa ra khoảng 80% ammonia được loại bỏ trong nước rỉ rác bằng
việc sử dụng Clinoptilolite để trao đổi ion (Kietlinska và Renman, 2005).
2.3.3. Phương pháp sinh học
(a) Quá trình sinh học nitrate hóa- khử nitrate hóa truyền thống
• Quá trình nitrate hóa
Nitrate hóa lần lượt bao gồm 2 bước, đầu tiên ammonia chuyển thành nitrite, sau đó nitrite
được oxy hoá thành niửate. Quá trình diễn ra nhờ vào 2 chủng vi khuẩn tự dưỡng: Vi khuẩn
oxy hóa ammonia (AOB) và vi khuẩn oxy hóa nitrite (NOB). Trong bước oxy hoá ammonia,
Nitrosomonas là loại được tìm thấy nhiều nhất trong nhóm AOB và các loại khác bao gồm:
Nitrosococcus và Nitrosospira, Nitrosolobus và Nitrosorobrio (Watson và cộng sự, 1981).
Trong bước tiếp theo, oxy hoá nitrite thành niửate, Nitrobacter là loại được tìm thấy nhiều
nhất trong nhóm NOB và các loại khác bao gồm: Nitrospina, Nitrococcus và Nitrospira và
Nitroeystis (Watson và cộng sự, 1981). Quá trình thông thường được chỉ ra trong các phản
ứng năng lượng (phản ứng 2-1 và 2-2):
Bước oxy hóa ammonia (Van de Graaf và cộng sự, 1995):
NH4+ +1,5O2 AOB > NO2_ + 2H+ + H2O

Bước oxy hóa nitrite:

(2 -1)