Nghiên cứu xử lý nước thải giàu amonium bằng phương pháp hiếu khí có Điều kiện

Thành phần nước thải Sau khi sử dụng cho nhu cầu sinh hoạt và công nghiệp nước bị nhiễm bẩn đồng thời có chứa nhiều vi trùng và các chất độc hại khác.. Dạng chất bẩn này đặc trưng nhất

TOÅNG QUAN

Sự nhiễm bẩn nguồn nước

Nguồn nước có thể là sông hồ, biển hoặc hồ chứa nhân tạo là những nơi tiếp nhận nước thải sau khi xử lý

Sự nhiễm bẩn nguồn nước xảy ra qua hai hình thức: tự nhiên và nhân tạo Nhiễm bẩn tự nhiên xuất phát từ quá trình phát triển và phân hủy của thực vật, động vật trong nước, hoặc do nước mưa mang theo chất bẩn từ mặt đất Trong khi đó, nhiễm bẩn nhân tạo chủ yếu đến từ việc xả thải nước sinh hoạt và công nghiệp Để đánh giá tình trạng ô nhiễm, có thể dựa vào các dấu hiệu đặc trưng của nguồn nước.

- Có xuất hiện các chất nổi trên bề mặt nước và các cặn lắng chìm xuống đáy nguồn

- Thay đổi tính chất lý học của nước nguồn (thay đổi pH và hàm lượng của các chất hữu cơ, vô cơ, xuất hiện các chất độc hại)

- Lượng oxy hoà tan trong nước nguồn do đã tiêu hao để oxy hoá các chất bẩn hữu cơ vừa mới đưa vào

- Các vi khuẩn thay đổi về dạng và về số lượng có xuất hiện cả các vi truứng gaõy beọnh

Nguồn nhiễm bẩn như đã trình bày có ảnh hưởng rất lớn đến việc sử dụng nguồn vào mục đích cấp nước.

Thành phần nước thải

Sau khi sử dụng cho nhu cầu sinh hoạt và công nghiệp, nước thải thường bị ô nhiễm với vi trùng và chất độc hại, gây ảnh hưởng xấu đến môi trường Do đó, việc xử lý nước thải trước khi xả vào sông, hồ là rất cần thiết Mức độ xử lý nước thải phụ thuộc vào nồng độ ô nhiễm, khả năng pha loãng với nguồn nước và các yêu cầu vệ sinh liên quan.

SVTH : Mai Nguyeón Quyứnh Nhử 11 Để thiết kế các công trình xử lý nước thải, trước tiên cần phải biết thành phaàn cuûa chuùng

Theo trạng thái lý học, các chất bẩn trong nước thải được chia thành 3 nhóm sau ủaõy:

Nhóm 1 bao gồm các chất không tan ở dạng lơ lửng với kích thước lớn, cụ thể là những hạt có đường kính lớn hơn 10^-1 mm Ngoài ra, nhóm này còn chứa các hạt ở dạng huyền phù, nhũ tương và bột, với kích thước từ 10^-1 đến 10^-4 mm.

- Nhóm 2: gồm các chất không tan ở dạng keo (những hạt có kích thước từ

Nhóm 3 bao gồm các chất hòa tan dưới dạng hạt phân tử với đường kính nhỏ hơn 10 -6 mm Những hạt này không tạo thành pha riêng biệt, dẫn đến hệ trở thành một pha, hay còn gọi là dung dịch thật.

Theo bản chất của mình, các chất bẩn trong nước bao gồm: các chất bẩn hữu cơ, vô cơ, vi sinh vật và sinh vật

Trong nước thải sinh hoạt, các chất bẩn vô cơ chiếm tỷ lệ 42%, bao gồm cát, hạt đất sét, xỉ quặng, muối khoáng, acid vô cơ, kiềm vô cơ và dầu khoáng.

- Các chất bẩn hữu cơ trong nước thải sinh hoạt chứa 58% gồm các chất hữu cơ thực vật và hữu cơ động vật

Nước thải sinh hoạt chứa nhiều chất hữu cơ thực vật, bao gồm cặn bã thực vật, rau quả và giấy Các chất bẩn này chủ yếu có thành phần hóa học là cacbon.

Nước thải sinh hoạt chứa nhiều chất hữu cơ động vật, bao gồm chất bài tiết từ con người và động vật cũng như cặn bã xác động vật Những chất này có đặc điểm nổi bật là chứa hàm lượng nitơ cao.

SVTH : Mai Nguyeón Quyứnh Nhử 12

Nhiễm bẩn vi sinh vật và sinh vật trong nước thải sinh hoạt chủ yếu do các loại vi sinh vật như nấm men, nấm mốc, rong tảo và vi khuẩn, trong đó có cả vi khuẩn gây bệnh như thương hàn và lỵ Chất bẩn này thường xuất hiện trong nước thải từ các hoạt động sinh hoạt và một số ngành công nghiệp như giết mổ gia súc hay sản xuất da, và hóa học của chúng thuộc nhóm chất bẩn hữu cơ.

Nước thải công nghiệp có tác động đáng kể đến thành phần nước thải chung của các thành phố và thị trấn Dưới đây là một số chất thải phổ biến có mặt trong nước thải từ một số ngành sản xuất công nghiệp.

- Đồ da: canxi, hydrosunfua, natrisunfua, crom, kẽm

- Đồ gốm: bari, cadimi, liti, mangan

- Nhà máy sơn: bari, clorat, cadimi, coban, chì, kẽm, amoni, xút, các chất axit, các chất hữu cơ

- Thuốc trừ sâu: đồng, bari, asen, silicflo, clo, một số chất độc hữu cơ

- Hoá dầu: các acid, kim loại, clorua, sunfat, các chất hữu cơ

- Công nghiệp chăn nuôi: vi sinh, các hợp chất hữu cơ, các vi trùng, COD, N-NO3, N-NO2, N-NH4

Khi phân tích thành phần nước thải, nồng độ bẩn là khái niệm quan trọng cần lưu ý, thể hiện hàm lượng chất bẩn trong một đơn vị thể tích nước thải, được đo bằng mg/l.

Các loại nước thải giàu N, P

2.3.1 Nước rỉ rác từ các bãi [9]

Cho đến nay, bãi chôn lấp vẫn là phương pháp xử lý chất thải rắn kinh tế nhất cho các nước nghèo, với khoảng 90% chất thải rắn được xử lý theo cách này.

Bãi rác hợp vệ sinh là một phần quan trọng trong hệ thống quản lý và xử lý chất thải rắn đô thị, với 13 thế giới áp dụng phương pháp chôn lấp hợp vệ sinh (sanitary landfill) Việc xây dựng và duy trì các bãi rác này giúp đảm bảo môi trường sống an toàn và bền vững cho cộng đồng.

Quản lý và xử lý nước rò rỉ từ bãi chôn lấp rác là vấn đề ưu tiên hàng đầu, vì chúng chứa nồng độ chất ô nhiễm cao và có mùi khó chịu Nếu không được xử lý đúng cách, nước rò rỉ sẽ gây ô nhiễm môi trường, ảnh hưởng đến mỹ quan đô thị và sức khỏe cộng đồng.

2.3.1.1 Nguồn gốc phát sinh nước rỉ rác

Nước rỉ rác là loại nước ô nhiễm hình thành khi nước thấm qua rác, kéo theo các chất độc hại vào tầng đất dưới bãi chôn lấp Quá trình này xảy ra khi độ ẩm của rác vượt quá khả năng giữ nước, chủ yếu do nước mưa và nước ép từ chất thải Sự phân hủy chất hữu cơ cũng góp phần tạo ra nước rỉ rác nhưng với lượng ít hơn Các yếu tố như khí hậu, lượng mưa, địa hình và địa chất ảnh hưởng lớn đến lượng nước rỉ rác sinh ra Trong năm đầu tiên, nước mưa chủ yếu được hấp thụ và tích trữ trong các lỗ rỗng của chất thải, trong khi lưu lượng nước rỉ rác tăng dần trong suốt thời gian hoạt động và giảm sau khi bãi chôn lấp đóng cửa nhờ lớp phủ và thực vật giữ nước.

2.3.1.2 Thành phần và tính chất của nước rỉ rác

Thành phần nước rỉ rác thay đổi theo độ tuổi bãi chôn lấp, khí hậu và loại rác, với nước rác ở bãi mới có pH thấp và nồng độ BOD5, TOC, COD, kim loại nặng cao Ngược lại, ở bãi rác lâu năm, pH thường dao động từ 6,5 đến 7,5, với nồng độ ô nhiễm giảm do kim loại ít tan ở pH trung tính Khả năng phân hủy sinh học của nước rỉ rác cũng thay đổi theo thời gian, với tỉ số BOD5/COD ban đầu trên 0,5, giảm xuống 0,05 - 0,2 ở bãi lâu năm do sự hiện diện của axit humic và fulvic Ngoài ra, nồng độ các chất ô nhiễm còn biến động theo mùa trong năm.

Nước rỉ rác từ chất thải rắn sinh hoạt chứa hàm lượng cao các chất ô nhiễm sinh học và vi sinh vật, trong khi nước rò rỉ từ bãi chôn lấp chất thải công nghiệp lại có mức độ ô nhiễm vô cơ và kim loại nặng cao Điều này cho thấy rằng thành phần và tính chất của nước rò rỉ có mối liên hệ chặt chẽ với đặc điểm của loại rác thải.

Bảng 2.1: Thành phần và tính chất nước rác điển hình

Thành phần Bãi mới Bãi lâu năm

Nhu cầu oxy sinh hóa (BOD5), mg/l

Tổng lượng cacbon hữu cơ (TOC), mg/l

Nhu cầu oxy hóa hóa học (COD), mg/l

Tổng chất rắn lơ lửng (TSS), mg/l

Othophotpho, mg/l Độ kiềm theo CaCO3, mg/l Độ pH

Nước rỉ rác có chứa nồng độ cao các chất bẩn hữu cơ như BOD5 và COD, cùng với muối vô cơ như Cl-, SO4 2-, CO3 2- và các kim loại nặng như Cu, Cd, Fe, Pb, Ni, Mn, Zn Đặc biệt, nồng độ amoniac trong nước rỉ rác cũng rất cao Ngoài ra, nước rỉ rác còn chứa các hợp chất hữu cơ độc hại như hydrocacbon aliphatic, vòng thơm và các chất hữu cơ halogen hóa như DDT và PCB, có khả năng tạo phức với axit humic và fulvic.

2.3.2 Nước thải chăn nuôi heo [10]

Chăn nuôi heo là một ngành quan trọng tại Thành Phố Hồ Chí Minh, với nhiều cơ sở chăn nuôi trước đây nằm ở các huyện ngoại thành giờ đã trở thành khu vực đông dân cư trong nội thành Các xí nghiệp chăn nuôi như Xí Nghiệp chăn nuôi 19/5 và Xí Nghiệp chăn nuôi heo Gò Sao đều có quy mô lớn, nuôi hơn 2.000 heo mỗi cơ sở Hàng ngày, các xí nghiệp này thải ra từ 100 đến 200 kg chất thải, điều này đặt ra thách thức về quản lý môi trường trong khu vực đông dân cư.

Để phát triển bền vững sản xuất và bảo vệ môi trường, Thành Phố Hồ Chí Minh đã quyết định di dời các cơ sở chăn nuôi ra các huyện Củ Chi, Hốc Môn, Bình Chánh, Nhà Bè và Cần Giờ, nhằm giảm thiểu ô nhiễm từ 300 m³ nước thải.

Thành phần chất thải trong chăn nuôi heo có sự khác biệt tùy thuộc vào từng cơ sở, nhưng thường chứa hàm lượng chất hữu cơ cao Cụ thể, nồng độ các chỉ tiêu như: chất rắn lơ lửng (SS) dao động từ 180 đến 1.248 mg/l, nhu cầu oxy hóa hóa học (COD) từ 500 đến 3.000 mg/l, nhu cầu oxy sinh học trong 5 ngày (BOD5) từ 300 đến 2.100 mg/l, amoniac (NH4+) từ 15 đến 865 mg/l, và vi khuẩn Escherichia Coli từ 15,10^5 đến 68,3.10^7 MPN/100ml.

3.10 2 - 3,5.10 3 MPN/100ml; Clostridium Perfringens: 50 - 160 tế bào/100ml Kết quả phân tích nước rửa chuồng heo của xí Nghiệp chăn nuôi heo Khang Trang được ghi nhận ở bảng 2.2

Bảng 2.2: Thành phần lý hóa nước thải chăn nuôi xí nghiệp Khang Trang

Tác nhân ô nhiễm Thành phần trung bình mg/l

Để tìm kiếm công nghệ xử lý nước thải chăn nuôi heo phù hợp với điều kiện Việt Nam, đặc biệt là tại thành phố Hồ Chí Minh, nhiều cơ sở nghiên cứu trong và ngoài nước đã thực hiện nhiều thí nghiệm Tuy nhiên, đến nay vẫn chưa có công nghệ nào được áp dụng thành công tại các cơ sở chăn nuôi công nghiệp.

Ngành cao su Việt Nam hiện có 17 công ty chuyên doanh, trong đó 9 công ty nằm ở Đông Nam Bộ, 7 công ty ở Tây Nguyên và 1 công ty tại Quảng Trị Theo số liệu từ Tổng công ty cao su, tính đến tháng 1/1995, tổng diện tích đất canh tác cao su trên toàn quốc đạt 240.500 ha Sản lượng cao su hàng năm đạt 120.000 tấn và dự kiến sẽ tăng lên khoảng 240.000 tấn vào năm 2000, tương ứng với diện tích trồng từ 800.000 đến 1.000.000 ha.

Tại các nhà máy sơ chế mủ cao su, lưu lượng nước thải hàng ngày rất lớn, khoảng 20 - 30 m³/tấn sản phẩm, với mức độ ô nhiễm cao (COD từ 2.700 - 15.000 mg/l, BOD5 từ 1.600 - 11.700 mg/l, SS > 300 mg/l và pH thấp từ 4,7 - 5,5) Chỉ sau vài giờ phân hủy, nước thải này đã gây ô nhiễm môi trường rõ rệt, đặc biệt là mùi hôi nồng nặc do sự phân hủy các hợp chất chứa nitơ và lưu huỳnh.

Hiện nay, nhiều nhà máy chế biến cao su đã xây dựng trạm xử lý nước thải, nhưng hầu hết không đạt yêu cầu Nguyên nhân chủ yếu là do kinh phí đầu tư quá lớn, như tại nhà máy chế biến cao su Long Thành, hoặc công nghệ chưa phù hợp, như ở nhà máy cao su Sông Bé.

Nghiên cứu công nghệ xử lý nước thải công nghiệp chế biến cao su đang thu hút sự quan tâm từ nhiều phòng thí nghiệm tại các trường Đại Học và Viện nghiên cứu.

2.3.3.1 Nước thải ở công đoạn chế biến mủ latex

Cơ sở lý thuyết về nitơ và các hợp chất nitơ

Hợp chất nitơ trong nước tự nhiên là nguồn dinh dưỡng cho các thực vật thủy sinh Trong nước Nitơ có thể tồn tại ở các dạng sau:

- Các hợp chất nitơ hữu cơ dạng protein hay dạng sản phẩm phân rã

- Amoniac hay các muối amôni như : NH4OH, NH4NO3, (NH4)2SO4,

- Các hợp chất dưới dạng N-NO2 và N-NO3

Trong nước có thể xảy ra các quá trình biến đổi oxy hóa như sau:

Protein NH4 + Nitrosomonas oxy hoá NO2 - Nitrobacter oxy hoá NO3 - Khử nitrat

Các loại ion này có nguyên nhân hình thành tương tự và có khả năng chuyển hoá lẫn nhau, vì vậy chúng có thể được nhóm lại để nghiên cứu một cách hiệu quả.

N-NH4, N-NO2 và N-NO3 trong nước tự nhiên chủ yếu xuất phát từ các hợp chất hữu cơ phức tạp chứa abumin, có nguồn gốc từ động vật và thực vật Quá trình sinh hoá phức tạp diễn ra với sự tham gia của vi khuẩn và men, giúp abumin phân giải thành acid amino Sau quá trình thuỷ phân, khí NH3 được tách ra, góp phần vào sự biến đổi của các hợp chất này trong môi trường nước.

R-CHNH2–COOH + H2O R-COOH – COOH + NH3

Sự hiện diện của N-NH4 trong nước mặt chủ yếu là do phân giải các chất protid và sự hấp thụ của vi khuẩn nitrat hóa, dẫn đến nồng độ N-NH4 giảm Ngoài ra, nước ngầm cũng có thể chứa N-NH4 từ hoạt động phân hủy chất hữu cơ của các sinh vật trong điều kiện yếm khí.

Hàm lượng NH4+ trong nước tự nhiên thường dưới 0,05 ppm, trong khi nước thải từ khu dân cư, nhà máy hóa chất và công ty chế biến thực phẩm lại chứa lượng amonium khá cao.

Theo quy định về nước uống của Việt Nam, lượng amonium tối đa là nhỏ hôn 1,5 ppm

N-NH4 trong nước tự nhiên tương đối không ổn định Dưới tác dụng của các yếu tố về hoá học, vật lý, và sinh hoá, nó có thể chuyển hóa hợp chất của Nitơ Khi có đủ oxi, dưới tác dụng của một số yếu tố đặc biệt N-NH4 có thể bị oxi hoá thành N-NO2:

Tác dụng Nitơ hóa không dừng lại ở đó mà dưới tác dụng của 1 số vi khuẩn khác, N-NO2 lại bị oxy hóa thành N-NO3:

Dưới tác động của vi khuẩn đặc biệt, N-NO3 có thể bị phân giải thông qua quá trình khử nitơ, thường diễn ra trong điều kiện thiếu oxy và không có hợp chất chứa nitơ Quá trình này dẫn đến sự tách ra của N2 và CO2, với phản ứng hóa học cụ thể là: 4NO3 - + 5C = 2CO3 2- + 2N2↑ + 3CO2↑.

Một nguồn quan trọng khác làm tăng hàm lượng N-NO3 trong nước mưa là khí NO2, được sinh ra từ quá trình phóng điện trong không khí Khí NO2 này sẽ được nước mưa hấp thụ và rơi xuống đất, đóng góp vào sự phong phú của các chất dinh dưỡng trong môi trường.

N-NO2 là một trong những chất trung gian của chu trình Nitrogen cùng với các dạng hữu cơ khác nhau như N-NH4, N-NO3 và 1 lượng nhỏ N-NO2 cũng biểu thị sự ô nhiễm hữu cơ lẫn vô cơ.

N-NO2 không ổn định vì thế hàm lượng của nó trong nước, trên mặt đất thích nghi để tiến hành oxy hóa là rất nhỏ (chỉ độ vài phần trăm, thậm chí chỉ vài phần trăm nghìn ppm)

Nhưng trong nước ngầm, đặc biệt là trong tầng chứa nước bên trên thì hàm lượng N-NO2 lại tăng lên rất rõ rệt

2.4.2 Sự tác động của các vi sinh vật và ảnh hưởng của nó với hợp chaát nitô

2.4.2.1 Sự tuần hoàn của nitơ trong tự nhiên nhờ vi sinh vật

Vi sinh vật đóng vai trò quan trọng trong chu trình tuần hoàn của nitơ trong tự nhiên Các vi sinh vật amon hoá phân huỷ hợp chất nitơ hữu cơ, tạo ra N-NH4, CO2 và H2O Sau đó, N-NH4 được chuyển hóa thành N2 nhờ các vi sinh vật nitrate hoá, trong khi nitơ phân tử lại được cố định thành N-NH4 bởi các vi sinh vật khác Các muối nitơ như N-NH4 và N-NO3 do vi sinh vật sản xuất sẽ trở thành nguồn cung cấp nitơ cho thực vật và vi sinh vật, giúp tạo ra các hợp chất nitơ hữu cơ, từ đó khép kín chu trình nitơ.

2.4.2.2 Quá trình nitrat hóa (Nitrification) [3]

Ammonium được tạo ra có thể được oxy hóa bởi một nhóm vi sinh vật để hình thành acid nitrite, sau đó chuyển hóa thành acid nitơ, quá trình này được gọi là nitrat hóa.

Vinogradski là người đầu tiên khám phá cơ chế của quá trình nitrat hóa và đã phân lập thành công các vi sinh vật, trong đó ông xác định được ba giống vi khuẩn chính: Nitrosomonas.

Hình 2.1: Chu trình nitơ trong tự nhiên

Nitrisocytis và Nitrosospora Năm 1889, Vinogradski chứng minh quá trình nitrate hoá NH3 xảy ra theo ra theo hai pha:

- Pha thứ nhất sinh nhiều năng lượng:

2NH3 + 3O2 2HNO2 + 2H2O + 658 Kj dưới tác động của hệ enzyme của Nitrosomonas

- Pha thứ hai xảy ra chậm chạp hơn:

2HNO2 + O2 2HNO3 + 180Kj dưới sự tác động của vi khuẩn Nitrobacter

Hai loại vi khuẩn Nitrosomonas và Nitrobacter thường sống chung và hỗ trợ lẫn nhau trong đất Nitrosomonas sử dụng amoni và chuyển đổi nó thành axit, giúp giảm nồng độ amoni cao có hại cho Nitrobacter, từ đó tạo điều kiện thuận lợi cho sự phát triển của chúng Để nhận biết sự hiện diện của Nitrosomonas và Nitrobacter, người ta sử dụng các phản ứng đặc trưng để phát hiện acid nitơ và acid nitrite.

Quá trình nitrate hóa đóng vai trò quan trọng trong nông nghiệp bằng cách chuyển đổi muối amôn thành nitrate, hợp chất nitơ tối ưu cho cây xanh Vi khuẩn nitrate hóa phát triển tốt trong môi trường có pH từ 6,2 đến 9,2 và nhạy cảm với độ pH acid Hàng năm, chúng có khả năng tích lũy khoảng 300 kg nitrate trên mỗi hecta đất và thường xuất hiện trong mọi loại đất, trừ những vùng có pH dưới 6,0.

Vi khuẩn nitrate hóa chủ yếu xuất hiện trong các hệ thống sinh học hiếu khí, nhưng số lượng của chúng thường bị hạn chế Khả năng nitrate hóa trong các quá trình bùn hoạt tính thay đổi tùy thuộc vào tỉ số BOD5/TKN (TKN: Nitơ tổng Kjeldahl) Theo U.S EPA, khi tỉ số BOD5/TKN lớn hơn 5, quá trình oxy hóa carbon và nitrate sẽ diễn ra đồng thời; ngược lại, khi tỉ số này nhỏ hơn 3, hai quá trình này sẽ tách biệt.

2.4.2.3 Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình nitrate hóa [2]

Một số phương pháp xử lý nước thải

2.5.1 Xử lý nước thải bằng phương pháp cơ học

Nước thải thường chứa các chất lơ lửng, bao gồm cả chất tan và không tan Để tách các hạt này khỏi nước thải, có thể áp dụng các phương pháp cơ học như lọc qua song chắn rác, lưới chắn rác, bể lắng, lọc cát và ly tâm Việc lựa chọn phương pháp phù hợp phụ thuộc vào kích thước và tính chất của hạt, nồng độ hạt lơ lửng, lưu lượng nước và mức độ làm sạch cần thiết.

2.5.2 Xử lý nước thải bằng phương pháp hóa học

Phương pháp xử lý thông dụng và đơn giản nhất cho các chất ô nhiễm vô cơ là điều chỉnh pH bằng cách thêm axit hoặc bazơ, với mục tiêu đạt mức pH chấp nhận được trong khoảng 6 đến 9.

Phương pháp thông dụng nhất để khử kim loại và một số anion là thông qua quá trình kết tủa, trong đó kim loại được kết tủa dưới dạng hydroxide, sulfide và carbonate bằng cách thêm các chất làm kết tủa và điều chỉnh pH phù hợp Mặc dù kết tủa sulfide mang lại hiệu quả khử tốt hơn, nhưng chi phí cao và có thể sinh ra khí H2S, nên trong thực tế, người ta thường sử dụng vôi để tạo kết tủa hydroxide hoặc xút, vì chúng vừa tiết kiệm chi phí vừa ít nguy hiểm hơn.

Phương pháp oxy hóa - khử là một giải pháp hiệu quả để phân hủy hầu hết các chất hữu cơ và vô cơ trong nước thải Trong công nghệ xử lý nước thải, các chất oxy hoá như Clo, Kali-permanganat (KMnO4), H2O2 và Ozon được sử dụng để làm sạch nước Đồng thời, phương pháp khử giúp tách các hợp chất độc hại như thủy ngân và crom ra khỏi nước thải.

2.5.3 Xử lý nước thải bằng phương pháp hóa - lý

• Đông tụ và keo tụ

Các chất rắn lơ lửng và các chất keo có kích thước nhỏ hơn 10 -4 mm không thể tự lắng hoặc lắng với tốc độ rất chậm có thể được loại bỏ hiệu quả thông qua phương pháp đông tụ và keo tụ.

Các chất đông tụ phổ biến bao gồm muối nhôm, muối sắt và hỗn hợp của chúng Để cải thiện hiệu quả đông tụ, người ta thường bổ sung các chất trợ đông tụ, giúp tăng tốc độ lắng của các bông keo.

SVTH: Mai Nguyễn Quyỳnh Nhử 30 giúp giảm lượng chất đông tụ và thời gian đông tụ Các chất trợ đông tụ có thể bao gồm polyme tự nhiên như tinh bột, cellulose, dextrin, polyme tổng hợp như polyacrylamid, hoặc các chất đông tụ vô cơ như natri, silicat hoạt tính.

Tuyển nổi là phương pháp hiệu quả để tách các tạp chất rắn hoặc lỏng không tan và một số chất hòa tan như chất hoạt động bề mặt ra khỏi pha lỏng Phương pháp này có ưu điểm là thiết bị đơn giản, vốn đầu tư và chi phí vận hành thấp, đồng thời cho phép tách chọn lọc các tạp chất với tốc độ nhanh hơn so với quá trình lắng Tuy nhiên, nhược điểm của tuyển nổi là các lỗ mao quản thường bị bẩn và tắc nghẽn.

Hấp phụ là phương pháp hiệu quả để loại bỏ hoàn toàn các chất hữu cơ hòa tan độc hại hoặc khó phân hủy trong nước thải sau quá trình xử lý sinh học Một số chất hấp phụ phổ biến bao gồm than hoạt tính, các chất tổng hợp, và một số loại chất thải sản xuất như xỉ tro, mạt sắt, cùng với các khoáng chất như đất sét, silicagel và keo nhôm.

2.5.4 Xử lý nước thải bằng phương pháp sinh học

Phương pháp này được sử dụng để loại bỏ các chất phân tán nhỏ, chất keo và các chất hữu cơ hòa tan khỏi nước thải Nguyên lý hoạt động dựa vào khả năng phân hủy của vi sinh vật, giúp phá vỡ các mạch phân tử của chất hữu cơ có cấu trúc cacbon phức tạp thành các phân tử đơn giản hơn Quá trình này cuối cùng tạo ra CO2 trong điều kiện hiếu khí hoặc CH4 và CO2 trong điều kiện yếm khí Các vi sinh vật như vi khuẩn, tảo và rong rêu đóng vai trò là chất xúc tác sống, hỗ trợ các phản ứng hóa học trong nước và các quá trình oxy hóa-khử.

Quá trình bùn hoạt tính (bể aeroten), hồ ổn định có sục khí, cánh đồng tưới tự nhiên Các công trình xử lý thường chiếm diện tích lớn

Hệ thống lọc kỵ khí và công nghệ đệm bùn kỵ khí dòng chảy ngược (UASB) mang lại nhiều ưu điểm vượt trội Chúng có chi phí đầu tư và vận hành thấp, yêu cầu ít hóa chất bổ sung, không cần cấp khí, giúp tiết kiệm năng lượng Đặc biệt, hệ thống này còn cho phép thu hồi và tái sử dụng năng lượng từ biogas, góp phần nâng cao hiệu quả xử lý nước thải.

2.5.5 Xử lý nước thải giàu amoni theo nguyên tắc sinh học Ơû phương pháp này, amôni trước hết bị oxy hóa thành các nitrite nhờ các vi khuẩn Nitrosomonas, Nitrosopire, Nitrosococcus, Nitrosolobus Sau đó các ion nitrite bị oxy hóa thành nitrate nhờ các vi khuẩn Nitrobacter, Nitrospina, Nitrococcus Các vi khuẩn nitrate hóa Nitrosomonas và Nitrobacter thuộc loại vi khuẩn tự dưỡng hóa năng Năng lượng sinh ra từ phản ứng nitrate hóa được vi khuẩn sử dụng trong quá trình tổng hợp tế bào Nguồn cacbon để sinh tổng hợp các tế bào vi khuẩn mới là cacbon vô cơ Ngoài ra chúng tiêu thụ mạnh oxy

Quá trình xử lý sinh học thường diễn ra trong bể phản ứng với lớp màng vi sinh (bùn) bám trên các vật liệu mang Việc hình thành màng sinh vật trên bề mặt vật liệu không chỉ tăng tốc độ phản ứng sinh hóa mà còn kéo dài tuổi thọ của bùn hoạt tính.

Có ba nhóm phương pháp xử lý nước thải dựa trên nguyên tắc sinh học Việc lựa chọn phương pháp xử lý phù hợp phụ thuộc vào các yếu tố cụ thể như tính chất và khối lượng nước thải, khí hậu, địa hình, mặt bằng và kinh phí Do đó, người ta có thể sử dụng một trong những phương pháp này hoặc kết hợp chúng để đạt hiệu quả tối ưu trong xử lý nước thải.

• Các phương pháp hiếu khí (aerobic)

Phương pháp dùng các loại vi khuẩn hiếu khí sử dụng oxy hòa tan trong nước để phân hủy chất hữu cơ thành chất vô cơ

Chất hữu cơ + O2 (vi sinh) = H2O + CO2 + Năng lượng

Chất hữu cơ + O2 (vi sinh) = Tế bào mới

Tế bào + O2 (năng lượng) = H2O + CO2 + NH3

Tổng cộng: Chất hữu cơ + O2 = H2O + CO2 + NH3

• Phương pháp hiếu khí, amoniac cũng được loại bỏ bằng phản ứng oxy hóa nhờ vi sinh vật tự dưỡng (quá trình nitrite hóa)

2NH4 + + 3O2 (Nitrosomonas) = 2NO2 - +4H + +2H2O + năng luợng

Tổng cộng: NH4 + + 2O2 (Nitrobacter) = NO3 - + 2H + + H2O + năng lượng

Kỹ thuật xử lý Nitơ truyền thống

Các hệ thống xử lý nitơ truyền thống bao gồm hai giai đoạn chính: nitrate hóa (nitrification) và denitrate hóa (denitrification) Trong giai đoạn nitrate hóa, amôni có trong nước thải được chuyển hóa thành nitrate thông qua quá trình oxi hóa.

2 bước nitrite hóa (nitritation) và oxy hóa nitrite (nitratation) Đây là giai đoạn xảy ra trong điều kiện hiếu khí Các phản ứng được mô tả như sau:

Nếu tính đến sự đồng hóa nitơ cho sinh trưởng tế bào vi khuẩn, phản ứng tổng thể của giai đoạn nitrat hóa được viết (Gujer and Jenkins, 1974):

Vi sinh vật đóng vai trò trong phản ứng (1), thường gọi là các AOB (Ammonium Oxidizing Bacteria), được biết chủ yếu là các vi khuẩn thuộc chi

Nitrosomonas và một số chi khác như Nitrosococcus, Nitrosospira, Nitrosolobus, và Nitrosovibrio là các vi khuẩn oxy hóa amoniac (AOB), trong khi các vi khuẩn oxy hóa nitrit (NOB) chủ yếu thuộc chi Nitrobacter cùng với Nitrospina, Nitrococcus, và Nitrospira AOB và NOB có những khác biệt về điều kiện tăng trưởng, ảnh hưởng đến sự cạnh tranh giữa chúng Tốc độ sinh trưởng tối đa của AOB thấp hơn NOB ở nhiệt độ thấp, nhưng AOB có ái lực oxy thấp hơn NOB ở nhiệt độ cao, dẫn đến sự chiếm ưu thế của AOB trong điều kiện oxy hạn chế Trong quá trình denitrate hóa, nitrate được khử thành nitrite và sau đó thành khí nitơ (N2) trong điều kiện kỵ khí, cần có sự hiện diện của các hợp chất hữu cơ như methanol, etanol, acetate, và glucose làm nguồn điện tử.

Các phản ứng hữu cơ chuyển hóa trong trường hợp nguồn carbon là methanol nhử sau:

+ 2,44 H2O (8) Đóng vai trò trong quá trình denitrat hóa là các vi khuẩn thuộc các chi

Các hệ thống xử lý nitơ truyền thống có thể được thiết kế theo hai trình tự chính: nitrate hóa - denitrate hóa (past-denitrification) và ngược lại (pre-denitrification) Trong thiết kế past-denitrification, cần cung cấp nguồn carbon bên ngoài cho bể denitrate hóa Ngược lại, trong thiết kế pre-denitrification, yêu cầu một dòng hồi lưu lớn từ bể nitrate hóa với tỷ lệ R = 2-3.

Hình 2.2 dưới đây minh họa cho 2 phương án này với một hệ thống xử lý bùn hoạt tính

Hình 2.2: Các sơ đồ hệ thống D/DN xử lý nitơ

Mặc dù các hệ thống nitrate hóa – denitrate hóa (N/DN) đã được phát triển từ lâu và vẫn được ứng dụng rộng rãi, nhưng chúng vẫn gặp nhiều hạn chế, đặc biệt là về mặt kinh tế khi xử lý nước thải có hàm lượng nitơ cao và carbon thấp, như nước rỉ rác, nước lắng bể phân hủy bùn và bể biogas.

Nhu cầu oxy cao trong giai đoạn nitrate hóa là rất quan trọng, với lượng oxy cần thiết là 4,2 g-O2/g NH4-N để oxy hóa amoniac thành nitrate Trong xử lý nước thải sinh hoạt, khi kết hợp nitrate hóa và oxy hóa BOD trong cùng một bể hoạt tính, cần phải cung cấp gấp đôi lượng oxy so với chỉ oxy hóa carbon hữu cơ.

Nhu cầu bổ sung carbon hữu cơ trong giai đoạn denitrate hóa là rất quan trọng Cụ thể, theo phản ứng (8), cần khoảng 2,47 g methanol cho mỗi 1 g NO3-N được xử lý Tuy nhiên, yêu cầu này có thể làm tăng chi phí của quá trình xử lý, đặc biệt là đối với nước thải có hàm lượng nitơ cao.

Nhu cầu bổ sung độ kiềm trong quá trình nitrate hóa là rất quan trọng, với tỷ lệ tiêu thụ đạt 7,14 g CaCO3 cho mỗi gram NH4-N được oxy hóa Do đó, nếu nước thải không đủ độ kiềm, cần thiết phải bổ sung bằng muối carbonat để đảm bảo quá trình này diễn ra hiệu quả.

Hai giai đoạn nitrate hóa và denitrate hóa diễn ra trong các điều kiện hoàn toàn trái ngược: hiếu khí và kỵ khí, tự dưỡng và dị dưỡng Vì vậy, mỗi giai đoạn cần được thực hiện trong các bể phản ứng riêng biệt, dẫn đến việc quản lý và kiểm soát quá trình trong hệ thống xử lý nitơ truyền thống trở nên phức tạp Chẳng hạn, trong giai đoạn nitrate hóa, cần duy trì nồng độ oxy hòa tan (DO) tối thiểu là 2 mg/L, trong khi ở giai đoạn denitrate hóa, DO phải được kiểm soát dưới 0,3 mg/L.

Trong nhiều năm qua, nghiên cứu đã tập trung vào cải tiến kỹ thuật N/DN truyền thống nhằm nâng cao hiệu quả xử lý ở các giai đoạn nitrate hóa và denitrate hóa Các biện pháp cải tiến bao gồm sử dụng vật liệu bám cho vi sinh vật, bố trí nhiều tầng hiếu khí và kỵ khí, cấp nước thải vào nhiều vị trí dọc theo bể, và tối ưu hóa thiết kế hệ thống.

Một hướng cải tiến quan trọng trong quá trình xử lý nước thải là thay đổi con đường chuyển hóa, với ví dụ điển hình là phương pháp loại bỏ nitơ "đường đi tắt" (SNBR), trong đó quá trình denitrite hóa được sử dụng để khử nitơ phân tử từ nitrite.

Hệ thống SNBR (Sử dụng Nitrat để Khử Nitrit) giúp giảm thiểu nhu cầu oxy trong quá trình oxy hóa nitrite và nhu cầu carbon hữu cơ trong giai đoạn khử nitrate về nitrite Cụ thể, hệ thống này có thể giảm tới 25% nhu cầu oxy và khoảng 40% nhu cầu carbon hữu cơ, theo nghiên cứu của Turk và Mavinic (1986), Abeiling và Sayfried (1992), cũng như Chung et al (2004).

Tuy nhiên, về căn bản các phương án cải tiến trên đều vẫn dựa trên sự kết hợp

Có hai giai đoạn trong quá trình tự dưỡng và dị dưỡng, trong đó vẫn cần cung cấp nguồn carbon hữu cơ Từ những năm 1990, phát hiện về phản ứng oxy hóa kỵ khí amôni (anammox) đã mở ra khả năng phát triển các hệ thống xử lý nitơ hoàn toàn tự dưỡng Hình 2.3 minh họa sơ đồ nguyên tắc các quá trình xử lý nitơ, bao gồm hệ thống D/DN truyền thống và các hệ thống cải tiến.

Hình 2.3: Sơ đồ nguyên tắc các quá trình xử lý nitơ

Bảng 2.3 cho phép so sánh một vài thông số vận hành đặc trưng của các hệ thống xử lý nitơ truyền thống và cải tiến khác nhau

Bảng 2.3: So sánh một số hệ thống xử lý Nitơ khác nhau

Tieõu thuù năng lượng (kWh/kg-N)

Hieọu suaỏt loại tổng N (%) N/DN bùn hoạt tính truyeàn thoáng

Bùn hoạt tính hoàn toàn tự dưỡng

Cánh đồng ngập nhân tạo

1) Chỉ tính điện năng tiêu thụ cho thông khí, với hiệu suất 2 kg O2/kWh

Quá trình SHARON ( Single reactor for High activity Amonium Removal

Với sự khám phá ra quá trình Anammox cách nay 10 năm (Muder et al.,

Năm 1995, một phương pháp mới đã được phát triển để xử lý nitơ một cách ổn định hơn trong nước thải Quá trình Anammox liên kết amonium và nitrite thành khí nitơ, mặc dù cũng tạo ra một lượng nitrate nhất định.

Quá trình Anammox yêu cầu một bước nitrate hóa cục bộ, trong đó một nửa lượng amonium đầu vào được oxy hóa thành nitrite mà không có sự chuyển đổi thêm thành nitrate Điều này tạo ra một nguồn vào ổn định cho bể phản ứng.

Anammox được hình thành thông qua quá trình nitrate hóa cục bộ, một ví dụ điển hình là quá trình SHARON (Van Dongen et al., 2001) Quá trình này tạo ra lượng nitrite ổn định ở nhiệt độ cao (>25 o C) và pH trung tính, được xác định bởi sự thải ra các chất oxy hóa nitrite, mà phát triển chậm hơn các chất oxy hóa amonium trong các điều kiện này.

2.7.2 Chi tiết quá trình SHARON

Quá trình nitrate hóa cục bộ là sự oxy hóa amonium thành nitrite thông qua vi khuẩn nitrate hóa trong điều kiện sục khí hạn chế Quy trình này hứa hẹn sẽ cải thiện hiệu quả xử lý nước thải có nồng độ nitơ cao.

Trong quá trình SHARON, amonium được chuyển đổi thành nitrite trong điều kiện hiếu khí với nhiệt độ trên 25°C và thời gian lưu bùn từ 1 đến 1,5 ngày Phản ứng này diễn ra dưới các yếu tố tối ưu để đạt hiệu quả cao nhất.

Sự oxy hóa amoni ngưng lại khi đạt được sự chuyển đổi 50% do sự acid hóa và tạo nguồn đầu vào thích hợp cho quá trình Anammox

Về mặt vi sinh học, trong một bể phản ứng SHARON, vi khuẩn

Nitrosomonas là vi khuẩn oxy hóa amonium được lựa chọn thay cho Nitrobacter do sự khác biệt trong tỷ lệ tăng trưởng Ở nhiệt độ dưới 12°C, Nitrobacter phát triển nhanh hơn Nitrosomonas, nhưng khi nhiệt độ vượt qua 12°C, tỷ lệ tăng trưởng của Nitrosomonas trở nên ưu thế hơn.

Nitrosomonas tăng trưởngcao hơn Nitrobacter và trở nên cao hơn nữa khi ở trên

Bể phản ứng có thể được thiết kế dựa trên nguyên lý xử lý nitơ từ nước thải, nhằm quy định tổng lượng nitơ được xử lý hiệu quả ở nhiệt độ 25 độ C.

Bể phản ứng SHARON được thiết kế để tối ưu hóa quá trình nitrification và denitrification bằng cách điều chỉnh thời gian lưu bùn và nhiệt độ, nhằm ưu tiên phát triển vi khuẩn Nitrosomonas hơn Nitrobacter Quá trình hoạt động của bể diễn ra đầu tiên trong môi trường có oxy, sau đó chuyển sang môi trường thiếu oxy, giúp tối đa hóa hiệu quả oxy hóa và khử nitrate Bể phản ứng này có thể hoạt động dưới dạng bể sục khí gián đoạn hoặc bể tầng nối tiếp.

Bảng 2.4: Đặc điểm của giống vi khuẩn tham gia quá trình nitrate hóa STT Vi khuẩn Đặc điểm hình thái Điều kiện phát triển

Nitrosomonas là vi khuẩn có hình dạng tế bào elip hoặc hình que ngắn, có thể di động hoặc không di động Chúng thường tồn tại riêng lẻ, nhưng cũng có thể xuất hiện theo từng đôi hoặc tạo thành các chuỗi.

Chúng thuộc vi khuẩn Gram (-), có màng tế bào chất tách ra thành túi khi ở giữa phần tế bào

2 Nitrobacter Tế bào hình que, hình quả lê, sinh sản kiểu nảy chồi Chúng thuộc vi khuẩn Gram (-)

Nitrospina là vi khuẩn hình que thẳng hoặc hình cầu, không có khả năng di động Chúng thuộc nhóm vi khuẩn hóa năng bắt buộc và không cần kích thích sinh trưởng Ngoài ra, Nitrospina là vi khuẩn hiếu khí bắt buộc, nghĩa là chúng cần oxy để tồn tại và phát triển.

4 Nitrococcus Chúng thuộc vi khuẩn hình cầu, cú kớch thước 1,5 àm, thuộc Gram (-) Chúng có khả năng di động nhờ 1 hoặc 2 tiêm mao

Chúng thuộc vi khuẩn hóa năng bắt buộc, không đòi hỏi kích thích sinh trưởng

CHệễNG 3 PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

Xây dựng mô hình nghiên cứu

Mô hình làm từ những tấm kính có bề dày 3 mm ghép lại với nhau gồm:

- Bể thứ nhất là bể hiếu khí có kích thước là dài x rộng x cao = 315 mm x

140 mm x 395 mm với thể tích là 17,42 lít

- Bể thứ hai là bể lắng có kích thước là dài x rộng x cao = 140 mm x 70 mm x

395 mm với thể tích là 3,87 lít

- Bể hiếu khí và bể lắng thông với nhau qua một khe nhỏ dưới đáy bể

Sử dụng máy sụt khí Boss Aquarium với lưu lượng từ 2,5 đến 5 lít/phút và máy bơm Nikkiso có khả năng định lượng từ 5 đến 90 lít nước/ngày để thổi khí và bơm nước từ thùng môi trường vào bể hiếu khí.

Hỡnh 3.1: Moõ hỡnh thớ nghieọm

Hàm lượng Amonium trong môi trường pha sẵn

- (NH4)2SO4 có nồng độ N- NH4 thay đổi 200 ppm, 400 ppm, 600 ppm

- KH2PO4 có nồng độ P : 70 mg/l

- Hỗn hợp stock gồm các chất sau

Sử dụng 2 ml stock trong 40 lít môi trường

Thí nghiệm có một giai đoạn: N-NH4được chuyển thành N-NO2 bởi bùn hoạt tính (vi khuẩn Nitrosomonas lấy từ phòng vi sinh của Viện Sinh Học Nhiệt Đới)

Môi trường đầu vào chứa nồng độ amonium được pha sẵn và đưa vào hệ thống bùn hoạt tính trong thiết bị phản ứng 20 lít, được chia thành hai ngăn Ngăn thứ nhất chứa 100 g vi khuẩn Nitrosomonas và được cung cấp khí liên tục qua hai thiết bị thổi khí với lưu lượng 2,5 lít/phút Ngăn thứ hai hoạt động như bể lắng, kết nối với ngăn thứ nhất qua khe hở nhỏ ở đáy bể pH của môi trường được điều chỉnh trong khoảng 7 - 8 bằng Na2CO3.

SVTH : Mai Nguyeón Quyứnh Nhử 44 Đầu ra của hệ thống xử lý amonium bởi vi khuẩn Nitrosomonas được dùng cho giai đoạn sau nuôi Anammox

Ngày 5/8/2005 cho giá thể vô cơ vào bể hiếu khí để vi sinh vật

Nitrosomonas bám trên vật liệu mang

Mô hình hoạt động sẽ điều chỉnh lưu lượng từ máy bơm và tiến hành phân tích các chỉ tiêu như N-NH4, N-NO2, N-NO3, COD, pH tại cả môi trường đầu vào và đầu ra.

Phương pháp phân tích

Dùng máy đo Model 2000 VWR Scientisic Made in Japan

• Đo DO (lượng oxy hòa tan)

Dùng máy đo WQC – 22A (Water quality checker) Made in Japan

• Xác định COD (Chemical Oxygen Demand) (mg/l) – phương pháp chuẩn độ ngược

Tổng hàm lượng chất hữu cơ trong nước thải được xác định thông qua quá trình oxy hóa bằng K2Cr2O7, tương ứng với lượng oxy tiêu thụ, gọi là COD Các hợp chất hữu cơ thường bị oxy hóa hoàn toàn trong môi trường acid H2SO4 đậm đặc, ở nhiệt độ cao trong khoảng 3 giờ Quá trình này sử dụng một lượng dư chính xác bicromat kali để đảm bảo oxy hóa hoàn toàn, sau đó lượng dư này được chuẩn bằng dung dịch FAS với chỉ thị Ferroin, với điểm tương đương được xác định khi màu dung dịch chuyển từ xanh lam sang nâu đỏ.

• Xác định hàm lượng Ammonium (N-NH 4 ) – phương pháp so màu với thuốc thử Nessler

Phương pháp xác định lượng ion N-NH4 dựa trên phản ứng giữa muối ammonium và amoniac với dung dịch kiềm kali thuỷ nhân iodua (thuốc thử Nessler), tạo ra hợp chất thuỷ ngân iodua có kết tủa dạng keo Màu sắc của kết tủa biến thiên từ vàng sang nâu đỏ, phụ thuộc vào hàm lượng ion N-NH4 trong dung dịch Cụ thể, nếu hàm lượng muối cao, dung dịch sẽ có màu đỏ vàng, và khi lượng muối tăng, kết tủa sẽ chuyển sang đỏ thẩm.

NH4OH + 2K2HgI4 + 4KOH → Hg2ONH2 ↓ + 3H2O + 7KI

Màu của dung dịch bền sau 10 phút Đo màu bằng quang phổ kế ở λ 410 nm Dùng máy soi màu Thermo Spectronic Model 4001/4 -USA

• Xác định hàm lượng Nitrate (N-NO 3 ) – phương pháp trắc quan với thuốc thử acid phenoldisunfonic

Ion nitrat kết hợp với acid phenoldisunfonic tạo ra acid nitro phenoldisunfonic màu vàng, bền trong môi trường kiềm NH4OH với pH từ 8 đến 9 Phản ứng diễn ra trong điều kiện khan nước, vì vậy mẫu cần được cô khan trước khi thêm acid nitrofenoldisunfonic Sau khi phản ứng hoàn tất và màu sắc được hình thành, mật độ quang sẽ được đo ở bước sóng 430 nm bằng máy soi màu Thermo Spectronic Model 4001/4 - USA.

C6H6(HSO3)2OH + 3HNO3 = C6H6(OH)(NO2)3 + 2H2SO4 + H2O

C6H2(OH)(NO2)3 + NH3 = C6H2(NO2)3ONH4 (màu vàng)

Phương pháp xác định hàm lượng Nitrite (N-NO2) sử dụng phản ứng Diazo hóa ở pH từ 2 đến 2,5, trong đó ion nitrite kết hợp với acid sunfanilic diazo và α-naftylamin để tạo ra màu hồng đỏ Việc so màu giữa dung dịch mẫu thử và thang chuẩn cho phép xác định chính xác hàm lượng nitrite trong mẫu.

SVTH: Mai Nguyễn Quyỳnh Như 46 sử dụng mắt thường hoặc so màu trên máy tại bước sóng λ = 530 nm với thiết bị soi màu Thermo Spectronic Model 4001/4 – USA Bài viết cũng đề cập đến việc dựng đường chuẩn cho nitrite, nitrate và ammonium.

Nồng độ (C) 0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 Độ hấp thu (Abs) 0 0,13 0,225 0,3 0,412 0,52 y = 0.503x + 0.013

Biểu đồ 3.1: Đường chuẩn nitrite

Nồng độ (C) 0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 Độ hấp thu (Abs) 0 0,01 0,02 0,032 0,047 0,059 y = 0.0597x - 0.0019

Biểu đồ 3.2: Đường chuẩn nitrate

Nồng độ (C) 0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 Độ hấp thu (Abs) 0 0,01 0,024 0,035 0,047 0,06 y = 0.0603x - 0.0008

Biểu đồ 3.3: Đường chuẩn amoni

CHệễNG 4 KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN

Tiêu đề	Nghiên cứu xử lý nước thải giàu ammonium bằng phương pháp hiếu khí có điều kiện
Tác giả	Mai Nguyễn Quỳnh Như
Người hướng dẫn	Th.S Lê Công Nhất Phương
Trường học	Trường Đại Học Mở – Bán Công TP.HCM
Chuyên ngành	Môi Trường
Thể loại	Luận văn tốt nghiệp
Năm xuất bản	2006
Thành phố	TP.HCM

Định dạng
Số trang	70
Dung lượng	704,93 KB