Khả năng loại bỏ Amoni trong bể phản ứng môi trường tầng lưu động

Theo dõi MTĐT trên

Tóm tắt
Việc loại bỏ nitơ trong nước thải giàu amôni đã thu hút sự quan tâm của nhiều chuyên gia do tình trạng ô nhiễm nguồn nước nghiêm trọng, ví dụ xảy ra hiện tượng phú dưỡng trong nguồn nước khi xả nước thải giàu amôni mà không qua xử lý ra nguồn tiếp nhận.

Công nghệ xử lý amôni được ứng dụng phổ biến là kết hợp các quá trình nitrat hóa - khử nitrat truyền thống. Tuy nhiên, việc ứng dụng các quá trình xử lý thông thường gặp phải một số hạn chế như chi phí vận hành cao, phải bổ sung chất hữu cơ từ bên ngoài vào quá trình khử nitrat. Trong khi đó, quá trình ôxi hóa kỵ khí amôni - Anammox (Anaerobic Ammonium Oxidation) sẽ chuyển hóa trực tiếp amôni thành khí nitơ phân tử mà không cần bổ sung nguồn cacbon hữu cơ, lượng bùn sinh ra không đáng kể và tiêu thụ ít năng lượng.

Tuy nhiên, tốc độ sinh trưởng của vi khuẩn anammox chậm với thời gian nhân đôi là khoảng 11 ngày, yêu cầu thời gian nuôi cấy dài để có đủ lượng sinh khối cần thiết. Vì vậy, việc ứng dụng vật liệu mang vi sinh đối với quá trình anammox ở các điều kiện vận hành khác nhau cũng là một thách thức.

Vì vậy, mục tiêu của nghiên cứu là đánh giá khả năng loại bỏ amôni bằng quá trình anammox trong bể phản ứng môi trường tầng lưu động sử dụng FELIBENDY dạng khối làm vật liệu mang. Nghiên cứu này được tiến hành tại Phòng Thí nghiệm của Bộ môn Cấp thoát nước, Trường Đại học Xây dựng. Hiệu quả xử lý NH4+-N và NO2--N tăng dần từ 69,87% và 84,23% đến 90,69% và 93,03%.

Trong quá trình vận hành 262 ngày, hiệu quả loại bỏ T-N tăng dần từ 50,69% đến 79,88% với nồng độ T-N đầu vào tăng từ 55 đến 235 mg N/L. Kết quả này cho thấy việc sử dụng vật liệu mang FELIBENDY hỗ trợ và cải thiện tốc độ sinh trưởng chậm của vi khuẩn anammox.

1. Giới thiệu

Nước đóng vai trò rất quan trọng đối với sự sống. Tuy nhiên, ngày nay nguồn nước đang ngày ngày đối mặt với sự ô nhiễm do hoạt động sống và sản xuất của con người. Một trong những nguồn chất gây ô nhiễm đó là amôni trong nước thải sinh hoạt, nước thải sản xuất của một số ngành công nghiệp. Nước thải chứa hàm lượng amôni cao, nếu không được xử lý triệt để trước khi thải vào nguồn tiếp nhận có khả năng gây ra hiện tượng phú dưỡng ảnh hưởng đến các loài thủy sinh vật trong nguồn. Do đó cần loại bỏ nitơ amoni trong nước thải đạt đến tiêu chuẩn theo quy định.

Xử lý sinh học thông qua quá trình nitrat/phản nitrat là phương pháp phổ biến nhất thường được sử dụng từ trước tới nay. Trong quá trình này, giai đoạn hiếu khí chuyển hóa amoni thành nitrat (nhờ các vi khuẩn tự dưỡng) kết hợp với giai đoạn yếm khí chuyển nitrat thành khí nitơ (nhờ các vi khuẩn dị dưỡng). Quá trình này tiêu tốn nhiều năng lượng để sục khí đồng thời sinh ra một lượng bùn sinh khối lớn. Tuy nhiên, những năm gần đây, quá trình Anammox đã được phát hiện và được nghiên cứu rộng rãi để xử lý amoni trong nước thải.

Trong tự nhiên, có ít nhất hai cơ chế của quá trình oxi hóa sinh học amôni diễn ra trong điều kiện thiếu khí. Một trong số chúng có thể thực hiện bởi vi khuẩn nitrat hóa như Nitrosomonas eutropha cho thấy khả năng ôxi hóa amôni với nitrit là chất nhận điện tử. Một phát hiện khác được phát hiện gần đây đó là nhóm vi khuẩn tự dưỡng có mặt trong quá trình phản ứng Anammox.

Vi khuẩn này có tên khoa học là Planctomycetales [1]. Trước khi chúng được các nhà vi sinh vật học xác định, sự tồn tại của vi khuẩn anammox đã được dự đoán sơ bộ trước đó bởi E. Broda [2] với giả thiết dựa trên những tính toán nhiệt động lực học và phát biểu rằng nếu một phản ứng hóa học sản sinh năng lượng, có khả năng tồn tại vi khuẩn để sử dụng năng lượng đó. Tùy thuộc vào chất nhận điện tử, phản ứng này có thể sinh ra năng lượng đủ để vi khuẩn tự dưỡng này tồn tại.  

Cả hai quá trình nitrat hóa - khử nitrat và quá trình anammox được mô tả trong Hình 1. Đối với nước thải giàu amôni, quá trình anammox sẽ tạo ra khí nitơ phân tử trong điều kiện thiếu khí với amôni là chất nhường điện tử và nitrit là chất nhận điện tử [1], [3].

Quá trình này chỉ yêu cầu 50% nhu cầu oxy so với phương pháp nitrat - phản nitrat hóa, quá trình này tự dưỡng hoàn toàn không cần bổ sung thêm cacbon hữu cơ [4]. Quá trình anammox chính vì vậy rất hiệu quả để loại bỏ nito amoni trong nước thải có hàm lượng hữu cơ thấp, và lượng bùn sinh ra không đáng kể [5]. Phương trình phản ứng anammox có thể được biểu diễn như sau [6]:

NH₄⁺ + 1.32 NO₂^- + 0.066 HCO₃^- + 0.13H⁺®

1.02 N₂ + 0.26 NO₃^- + 0.066 CH₂O_0.5N_0.15 + 2.03 H₂O    (1)

Việc ứng dụng quá trình Anammox để xử lý amôni trong nước thải đã được thực hiện đối với các loại nước ép bùn từ hơn 100 nhà máy xử lý nước thải [7] hoặc xử lý nước thải trong bể phản ứng có vật liệu mang di động (MBBR) [8].

Việc ứng dụng quá trình Anammox để xử lý amôni bằng các loại vật liệu mang khác nhau như hạt gel polyvinyl alcohol (PVA), vật liệu than hoạt tính từ việc đốt bã bia (malt ceramics - MC) và tấm xốp polyethylene (PE) đã đạt được các kết quả nhất định [9]. Hạt gel PVA được sử dụng trong cột phản ứng môi trường tầng lưu động đã đạt được tải trọng loại bỏ T-N là 3,0 kg N/m³/ngày. Hai cột phản ứng môi trường tầng cố định sử dụng vật liệu mang là MC với kích thước 3 đến 5 mm và 10 đến 15 mm đã đạt được tải trọng loại bỏ T-N khá cao là 3,1 kg N/m³/ngày. Cột phản ứng môi trường tầng cố định sử dụng tấm xốp PE đạt tải trọng loại bỏ T-N là 2,8 kg N/m³/ngày [9].

Một nghiên cứu khác ứng dụng quá trình Anammox với bể phản ứng môi trường tầng lưu động với vật liệu mang dạng non-woven có hình dạng là các vòng tròn đã đạt được tải trọng loại bỏ T-N là 4,64 × 10⁻² kg N/m³/ngày vào ngày thứ 131 [10].   

Các nghiên cứu trên cho thấy, quá trình Anammox đã được áp dụng để loại bỏ amôni sử dụng các loại vật liệu mang khác nhau đã đạt được các kết quả khả quan. Vì vậy, một loại vật liệu mang FELIBENDY dạng khối là một lựa chọn mới cho việc loại bỏ amôni trong nước thải ứng dụng quá trình Anammox trong bể phản ứng môi trường tầng lưu động. Mục tiêu của nghiên cứu này là đánh giá khả năng loại bỏ amôni ứng dụng quá trình Anammox trong bể phản ứng môi trường tầng lưu động. 

2. Vật liệu và phương pháp nghiên cứu

2.1 Mô hình bể phản ứng tầng lưu động

Bể phản ứng tầng lưu động có dạng hình hộp chữ nhật đứng (Hình 2, Hình 3), phần mặt trên hở. Kích thước chiều dài x chiều rộng x chiều cao tương ứng là 200x100x300 mm, thể tích hữu ích của bể là 4,06 lít. Bên trong bể chứa vật liệu mang là các khối xốp FELIBENDY có kích thước 1x1x0,8cm chuyển động trong bể tạo môi trường cho vi khuẩn Planctomycetes dính bám.

Bể phản ứng được trang bị bộ ổn định nhiệt để đảm bảo nhiệt độ ổn định (30 - 35⁰C) nhằm đạt hiệu suất xử lý tốt nhất. Đặt 2 thùng chứa nước thải ở mỗi đầu bể để bơm tùy chỉnh lưu lượng đưa nước vào trong bể xử lý. Cả 2 thùng đều được đậy kín để tránh oxy không khí khuếch tán vào nước. Ngoài ra các bể phản ứng cũng được che phủ bằng nilong đen để tránh tiếp xúc với ánh sáng mặt trời, dẫn đến sự phát triển của tảo. Nước thải đầu vào được sục khí N₂ để giữ DO trong nước ở mức dưới 0,5mg/l.

FELIBENDY là vật liệu thế hệ mới được thực hiện với công nghệ Steam-Jet và các loại sợi đặc biệt của Kuraray. Quá trình Steam-jet làm tan chảy nhựa EVOH, với lõi trong là PET (Polyethylene terephthalate) làm gia tăng số lượng các điểm gắn kết và phát triển cấu trúc cứng với số vô số khoảng không. FELIBENDY là một cấu trúc sợi dạng cứng rắn với các đặc tính thấm và cách nhiệt (Hình 4).

Bùn vi sinh

Bùn Anammox (Planctomycetes) được cung cấp bởi công ty Nagoya, Nhật Bản (Hình 5). Trước khi vận hành bể, tiến hành nghiền 50ml bùn Anammox sau đó cho bám lên bề mặt vật liệu mang FELIBENDY, nuôi cấy theo mẻ với nước thải nhân tạo trong thời gian khoảng 2 tuần để vi khuẩn dính bám và phát triển trên bề mặt vật liệu mang.

Hình 5. Bùn vi sinh (Nguồn: Công ty Meidesa, Nhật Bản)

Bảng 1. Đặc tính vật lý của vật liệu mang FELIBENDY [11]

Bảng 2. Thành phần nước thải nhân tạo

Nước thải nhân tạo

Nước thải nhân tạo dùng trong mô hình có thành phần như bảng 2.

Phương pháp phân tích mẫu

Phân tích thành phần hóa học trong nước thải trước và sau xử lý như N-NH₄⁺, N-NO₃^-, N-NO₂^-, DO, pH,... theo các phương pháp trong “Standard Methods for the examination of water and wastewater” [12] bằng máy so màu Thermo Spectronic.

Thông số vận hành thí nghiệm

Chế độ vận hành của thí nghiệm này được mô tả trong Bảng 3 với thời gian lưu nước (HRT) khác nhau và nồng độ NH₄⁺-N và NO₂^--N cũng thay đổi theo thời gian vận hành.

Bảng 3. Các thông số vận hành

3. Kết quả và thảo luận

Hiệu quả loại bỏ nitơ theo từng giai đoạn

Trải qua 4 giai đoạn (262 ngày), nồng độ NH₄⁺-N và NO₂^--N được tăng dần từ 20 đến 120mg/l.

Trong giai đoạn 1a (25 ngày đầu), khi thời gian lưu thủy lực là 24h, nồng độ NH₄⁺-N đầu ra giảm không nhiều (còn 20-30mg/l), trong khi đó nồng độ NO₂^--N đầu ra giảm nhiều (còn nhỏ hơn 10mg/l), hiệu suất loại bỏ NH₄⁺-N và NO₂^--N đạt lần lượt là 65,34% và 81,54%. Tỉ lệ NO₃^--N sinh ra là 10 - 40%. Điều này có thể là do oxy vẫn còn đang tồn tại trong những khoảng không gian của vật liệu mang nên đã diễn ra quá trình oxy hóa amoni và nitrit thành nitrat dưới điều kiện hiếu khí (Hình 6, 7).

Từ ngày 26 đến ngày 55 (giai đoạn 1b), với nồng độ NH₄⁺-N và NO₂^--N đầu vào tăng từ 30 đến 50mg/l, hiệu suất lần lượt đạt 73,95% và 86,69%. Khả năng loại bỏ T-N ở giai đoạn 1a chỉ đạt 39,6% nhưng sang đến giai đoạn 1b giá trị này đã được cải thiện đạt 60,68% (Hình 6, 7, 8).

Trong giai đoạn 2 (từ ngày 56 đến ngày 130), thời gian lưu thủy lực giảm từ 24h xuống 18h đồng thời tăng nồng độ NH₄⁺-N và NO₂^--N đầu vào từ 50 đến 120 mg/l. Hiệu suất loại bỏ đạt 84,6% và 82,23% tương ứng với NH₄⁺-N và NO₂^--N. Cũng trong giai đoạn này, nồng độ T-N tăng dần từ 120 đến 220 mg/l nhưng nồng độ T-N đầu ra cũng chỉ giữ ở mức 30-70 mg/l, đạt hiệu quả 69,34% (Hình 6, 7, 8).

Tiếp tục giảm thời gian lưu thủy lực từ 18h xuống 12h ở giai đoạn 3 (từ ngày 131đến ngày 196), và giữ nồng độ đầu vào của NH₄⁺-N và NO₂^--N là 60-120 mg/l, hiệu suất của quá trình khi đó đạt được 82,06% và 85,93%. Tổng nito đầu vào giữ ở mức 220 mg/l nhưng nồng độ T-N đầu ra dao động trong khoảng từ 30-60mg/l, nâng hiệu suất loại bỏ T-N lên đạt 74,48% (Hình 6, 7, 8).

Giai đoạn 4 diễn ra từ ngày 197 đến ngày 262, hiệu suất loại bỏ NH₄⁺-N và NO₂^--N được tăng lên đáng kể đạt 90,69% và 93,03%. Bên cạnh đó, hiệu suất loại bỏ T-N cũng đạt 79,88% và tỉ lệ NO₃^--N sinh ra khi đó là 8-11%, gần sát với tỉ lệ theo lý thuyết. Điều đó chứng tỏ quá trình Anammox đã chiếm ưu thế vượt trội hơn so với quá trình nitrat hóa (Hình 6, 7, 8).

Theo phương trình (1), ta có tỉ lệ theo lý thuyết NO₂^--N: NO₃^--N:T-N: NH₄⁺-N là 1,32:0,26:2,06:1. Sau thời gian thí nghiệm 262 ngày, tiến hành xác định tỉ lệ NO₂^--N/NH₄⁺-N, NO₃^--N/NH₄⁺-N, TN-N/NH₄⁺-N theo thực nghiệm tương ứng với 4 giai đoạn thí nghiệm (bảng 4). Tỉ lệ này ở những giai đoạn đầu có khoảng cách lớn so với tỉ lệ theo lý thuyết. Điều này có thể được giải thích do ở giai đoạn thích nghi, hiệu quả làm việc của các vi sinh vật còn thấp. Tuy nhiên đến những giai đoạn sau, do hiệu quả xử lý tăng lên, các vi sinh vật phát triển đồng đều, quá trình Anammox chiếm ưu thế vượt trội nên các tỉ lệ này tiến sát đến so với tỉ lệ theo lý thuyết (mặc dù vẫn hơi thấp hơn).

Bảng 4.Sự biến thiên tỉ lệ nồng độ tiêu thụNO₂^--N, nồng độ NO₃^--N sinh ra và nồng độT-N tiêu thụ so vớiNH₄⁺-N.

Quan sát sự dính bám của vi khuẩn Anammox lên bề mặt vật liệu mang

Sau 5 tháng vận hành, sinh khối vi sinh vật đã dính bám lên bề mặt vật liệu mang FELIBENDY dạng khối và qua sát thấy mầu nâu đỏ là màu đặc trưng của vi khuẩn Anammox như được thể hiện ở Hình 9.

4. Kết luận

Trong bể phản ứng tầng lưu động sử dụng vật liệu mang FELIBENDY dạng khối, hiệu suất loại bỏ NH₄⁺-N và NO₂^--N được nâng tương ứng từ 69,87% và 84,23% lên 90,69% và 93,03%, Trong thời gian vận hành 262 ngày, khả năng loại bỏ T-N cũng tăng từ 50,69% lên 79,88% tương ứng với nồng độ T-N đầu vào từ 55-235 mg/l. Số liệu đó chứng tỏ quá trình Anammox với vật liệu mang FELIBENDY là hoàn toàn phù hợp và có thể đạt hiệu quả cao.

Tỉ lệ T-N: NO₂^--N: NO₃^--N : NH₄⁺-N là 1,85:1,05:0,21:1 gần sát với tỉ lệ theo lý thuyết của phản ứng Anammox. Sau gần 9 tháng vận hành, vi khuẩn Anammox phát triển và bám chắc lên bề mặt của vật liệu mang, và có thể quan sát thấy màu nâu đỏ đặc trưng của vi khuẩn Anammox trên đó. Tuy nhiên vẫn cần phải tiếp tục nghiên cứu, điều chỉnh các thông số vận hành của mô hình để có thể tiến đến các tỉ lệ theo lý thuyết gần hơn nữa.

Lời cảm ơn

Nghiên cứu này được tiến hành trong khuôn khổ đề tài “Nghiên cứu ứng dụng quá trình anammox (anaerobic ammonium oxidation - ôxi hóa kỵ khí amôni) để xử lý amôni trong nước thải” do Bộ Giáo dục và Đào tạo cấp kinh phí và Trường Đại học Xây dựng chủ trì. Nhóm tác giả chân thành cảm ơn Công ty Meidensa, Nhật Bản đã cung cấp bùn vi sinh và công ty Kuraray, Nhật Bản đã hỗ trợ cung cấp vật liệu mang FELIBENDY.

Tài liệu tham khảo
[1] A. Mulder, A.A Van de Graaf, L.A. Robertson & J.G Kuenen: Anaerobic ammonium oxidation discovered in a denitrifying fluidized bed reactor, FEMS Microbiology Ecology 16 (1995) 177-183.
[2] E. Broda: Two kinds of lithotrophs missing in nature, Z. Allg. Mikrobiol. 17 (6) (1977), 491-493.
[3] M. Strous, J.A. Fuerst, E.H.M. Kramer, S. M. Logemann, G. Muyzer, K.T. Van de Pas-Schoonen, R. Webb, J.G. Kuenen and M.S.M. Jetten: Missing lithotroph identified as new planctomycete, Nature (1999) 400, 446-449.
[4] M. S. M. Jetten, M. Strous, K. T. Van de Pas-Schoonen, J. Schalk, U.G.J.M. Van Dongen, A. A. Van de Graaf, S. Logemann, G. Muyzer, M. C.M. Van Loosdrecht, J. G. Kuenen: The anaerobic oxidation of ammonium. FEMS Microbiolog Reviews 22 (1999) 421-437.
[5] C. Fux, M. Boehler, P. Huber, I. Brunner, H.R. Siegrist: Biological treatment of ammonium-rich wastewater by partial nitritation and subsequent anaerobic ammonium oxidation (anammox) in a pilot plant, Journal Biotechnology, 99, (2002), 295-306.
[6] M. Strous, J.J. Heijnen, J.G. Kuenen and M.S.M. Jetten: The sequencing batch reactor as a powerful tool for the study of slowly growing anaerobic ammonium-oxidizing microorganisms, Applied Microbiology and Biotechnology 50 (1998) 589–596.
[7] S. Lackner, E.M. Gilbert, S.E. Vlaeminck, A., Horn Joss, M.C. H. van Loosdrecht: Full-scale partial nitritation/anammox experiences – an application survey, Water Research 55 (2014) 292–303.
[8] A. Malovanyy, J. Yang, J. Trela, E. Plaza: Combination of upflow anaerobic sludge blanket (UASB) reactor and partial nitritation/anammox moving bed biofilm reactor (MBBR) for municipal wastewater treatment, Bioresource Technology 180 (2015) 144–153.
[9] T.H.H. Tran, N. K. Luong and K. Furukawa: Comparisons nitrogen removal capacities by anammox process using different biomass carriers, in: Proceeding of “International Symposium on New Technologies for Urban Safety of Mega Cities in Asia” (USMCA2013), Hanoi (Vietnam), (2013), 935-944.
[10] T. Wang, H. Zhang, F. Yang: Performance of Anammox process and low-oxygen adaptability of Anammox biofilms in a FBR with small ring non-woven carriers,, Ecological Engineering 86 (2016) 126–134.
[11] http://www.kuraflex.com/flextar/eng/flextar_m1_s1.html
[12] APHA, AWWA, WPCF (1995), Standard methods for the examination of water and wastewater, 19th edition, American Public Health Association, Washington, D.C..

Trần Thị Hiền Hoa⁽¹⁾_, Nguyễn Thị Mỹ Hạnh⁽²⁾, Nguyễn Thuý Liên⁽¹⁾

⁽¹⁾Trường Đại học Xây Dựng;⁽²⁾Trường Đại học Kiến Trúc Hà Nội