Luận án Nghiên cứu, ứng dụng xử lý Amoni trong nước ngầm trên hệ thiết bị sử dụng vật liệu mang vi sinh chuyển động

, dẫn đến chi phí xây dựng và vận hành lớn, quản lý phức tạp. 
Hình 1.20. Sơ đồ dây chuyền công nghệ xử lý 
nước ngầm ô nhiễm amoni do tác giả Nguyễn 
Văn Khôi, Cao Thế Hà thực hiện [15, 16] 
 45 
Đề tài “Nghiên cứu xử lý 
nước ngầm nhiễm amoni bằng 
phương pháp Nitrification kết hợp 
với Denitrification trong bể phản 
ứng sinh học theo nguyên tắc màng 
vi sinh vật ngập nước với vật liệu 
mang là sợi Acrylic” [12] được thực 
hiện bởi nhóm tác giả Nguyễn Việt 
Anh, Phạm Thúy Nga, Nguyễn Hữu 
Thắng, Trần Đức Hạ, Trần Hiếu 
Nhuệ và cộng tác viên. 
Sợi Acrylic có cấu tạo giống như sợi len, được kết nối với nhau thành từng 
chùm, đặt ngập trong nước làm giá thể cho vi sinh vật dính bám. 
Khả năng nitrat hóa hoàn toàn nitơ amonivề tiêu chuẩn với HTR = 1 giờ và 
đạt tải lượng tối đa là 620 g NH4+-N/m3.ngđ. Hiệu suất khử nitrat cao và ổn định từ 
90,1-98,4% cho nồng độ amoni đầu vào là 20 mgN/L với HRT = 2 giờ. Nếu có đủ 
cơ chất, giá thể dạng Acrylic cho phép tạo ra sinh khối có độ đặc cao, hiệu quả xử 
lý tốt ngay cả khi tải lượng nitơ lớn. 
Tuy nhiên, với phương án này cần phải có chế độ kiểm soát chặt chẽ về 
nồng độ oxi hòa tan, độ pH, độ kiềm và nhiệt độ trong nước; hàm lượng nitrit đầu 
ra vẫn ở mức cao, muốn xử lý triệt để cần phải có thêm bước sục khí để tiếp tục 
thực hiện quá trình nitrat hóa, do đó tiêu tốn năng lượng; mặt khác giá thể vi sinh là 
vật liệu dạng sợi Acrylic hoàn toàn nhập ngoại nên giá thành khá đắt đỏ. 
1.4.2.Tình hình nghiên cứu trên Thế giới 
Công ty Water & Soil – Phần Lan đề xuất và thiết kế xử lý amoni NMN 
Nam Dư. Với việc bổ sung thêm khối công trình nitrat hóa và khối bể lọc đợt 2 vào 
sau công đoạn xử lý sắt và trước khối công trình khử trùng. Công nghệ áp dụng 
phương pháp MBBR được thiết kế nhằm xử lý nồng độ nitơ amoni đầu vào là 
7,4 g/m3 (tính toán thiết kế với nồng độ tối đa là 14,5 g/m3), qua đó toàn bộ nitơ 
amoni được chuyển hóa thành nitrat bằng các vi khuẩn nitrat hóa [42, 43]. Các hạt 
Hình 1.21. Sơ đồ dây chuyền công nghệ xử 
lý amoni sử dụng giá thể dạng sợi Acrylic 
[12] 
 46 
nhựa dạng mì ống được sử dụng làm giá thể lưu giữ bùn nhằm duy trì nồng độ bùn 
nitrat hóa thích hợp trong bể nitrat hóa chiếm mật độ 4/5 dung tích bể tương đương 
khoảng 70-80%. Dây chuyền công nghệ được thiết kế với công suất 30.000 m3/ngđ 
đảm bảo khả năng nitrat hóa hoàn toàn với tải lượng tính toán tối đa là 
504,6 gNH4+-N/m3 vật liệu.ngđ. Hàm lượng amoni sau xử lý là 1,5 mg/L. 
Công nghệ màng vi sinh chuyển động (MBBR) vào cuối những năm 1980 và 
đầu năm 1990 ở Na-uy [38, 39]. Tính đến thời điểm hiện tại có khoảng hơn 400 
nhà máy xử lý nước thải trên thế giới đã áp dụng thành công công nghệ này [29]. 
J.D. Rouse và cộng sự năm 2005 đã đã thiết kế một mô hình về phương pháp 
màng vi sinh chuyển động xử lý amoni nước thải có nồng độ lớn khoảng 350 
mgN/L bằng vật liệu mang PVA-gel của công ty Kuraray Nhật Bản (Hình 1.22). 
Vật liệu mang vi sinh PVA có dạng 
hạt hình cầu, đường kính 4mm, diện 
tích bề mặt khoảng 2.500-3.000 
m2/m3, tỷ lệ 10-30% thể tích bể. Kết 
quả cho thấy tốc độ loại bỏ nitơ 
amoni là 40 mgN/L.h. Tuy nhiên với 
công nghệ này vẫn cần phải xử lý 
tách biệt làm 3 giai đoạn hiếu khí, 
thiếu khí và hiếu khí tăng cường. 
Cần thiết phải bổ sung cơ chất cho 
quá trình khử nitrat. 
 Zafarzadeh và cộng sự năm 
2010 đã đánh giá hiệu suất loại bỏ 
nitơ trong nước thải với quá trình 
nitrat hóa và khử nitrat hóa bằng 
công nghệ màng vi sinh chuyển động 
(hình 1.23a) [29] sử dụng giá thể vi sinh Kadnes loại K1, có diện tích bề mặt là 500 
m2/m3, trọng lượng 152 kg/m3, với tỷ lệ 40-50% dung tích bể.Tỷ lệ tuần hoàn là 
300% (3Q).Kết quả cho thấy tốc độ tối đa và trung bình trong bình phản ứng hiếu 
khí là 49,9 và 16,6 gNOx-N/kgVSS.ngày, tương tự tốc độ tối đa và trung bình trong 
Hình 1.23a. Sơ đồ hệ thống MBBR trong 
phòng thí nghiệm được sử dụng trong 
nghiên cứu của Zafarzadeh, 2010 [29] 
Hình 1.22. Mô hình bể sinh học màng vi 
sinh chuyển động sử dụng trong nghiên 
cứu của J.D. Rouse, 2005 [28] 
 47 
bình phản ứng khử là 156,8 và 40,1 gNOx-N/KgVSS.ngày. Kết quả cho thấy nó có 
thể đạt được một phần quá trình nitrat hóa khá ổn định với 80 - 85%. Trong điều 
kiện tối ưu hiệu quả xử lý trung bình của tổng N, amoni và chất hữu cơ hòa tan đạt 
được tương ứng 98,23%; 99,75% và 99,4%. 
F. Rogalla và M. Badard (1992) đã nghiên cứu khử nitrat bằng bể lọc nổi 
[27]. Vật liệu lọc nổi là nhựa polystyrene có cỡ hạt 2 - 5 mm, chiều cao lớp vật liệu 
là 2 m. Trong bể lọc cát, nước nguồn không được chứa clo. Mặt khác, do thời gian 
phản ứng sinh học phần nhiều rất ngắn, nên để tăng cường hiệu quả xử lý, cần phải 
đưa một phần bùn hoạt tính lấy từ nước thổi rửa bể lọc quay trở lại nguồn nước thô. 
Các nghiên cứu của F. Rogalla và các cộng sự trong một mô hình pilot tại Pháp cho 
thấy cần một thời gian phản ứng sinh học là 15 phút để xử lý nguồn nước chứa 70 
mg/L nitrat [17, 18]. Phần nhiều các công trình xử lý nitrat bằng phương pháp sinh 
học ở Châu Âu đều sử dụng bể lọc với lớp vật liệu là than hoạt tính dạng hạt [42]. 
Hệ lọc với lớp đệm tỏ ra hiệu quả hơn nhiều. Nhờ kết cấu hình chóp ngược 
đi từ dưới lên, tốc độ nước dâng sẽ giảm dần và thấp nhất ở vùng thu nước hình trụ 
phía trên cùng, ở vùng giữa, sinh khối và vật liệu lọc sẽ lơ lửng, các quá trình xử lý 
vi sinh xảy ra ở đây. Vùng trên cùng là vùng có tiết diện chảy cao nhất ứng với tốc 
độ nước dâng thấp nhất cho phép sinh khối kết bông và rơi trở lại vùng phản ứng. 
Bằng kết cấu này người ta có thể nâng tốc độ lọc lên tới 3 -6 m/h, thời gian lưu 
nước chỉ có 5 - 10 phút. Hiệu quả xử lý của phương pháp phụ thuộc vào nhiệt độ và 
tốc độ lọc và đạt 20 - 100% (Goodal J.B.,1979), một nhà máy ở Anh, một ở Đức 
hiện áp dụng kỹ thuật này [46]. 
1.4.3. So sánh hiệu quả xử lý của công nghệ MBBR 
Kỹ thuật xử lý nước ô nhiễm chất hữu cơ và dinh dưỡng thông dụng đang sử 
dụng là phương pháp bùn hoạt tính có lịch sử gần 100 năm, tuy có những ưu điểm 
(dễ vận hành, đúc rút được nhiều kinh nghiệm) nhưng hiệu quả (tốc độ) của quá 
trình thấp do không thể tập trung vi sinh vật với mật độ cao và chỉ thích hợp cho 
mức độ xử lý cấp hai (tách loại chất hữu cơ tan). 
Phương pháp lọc sinh học sử dụng kỹ thuật màng vi sinh cho phép tăng mật 
độ vi sinh trên một đơn vị thể tích với mức độ có thể cao hơn tới mười lần so với 
kỹ thuật bùn hoạt tính và vì vậy tăng đáng kể hiệu quả xử lý [4]. Mặt khác, trong 
 48 
màng vi sinh còn diễn ra quá trình tự chọn lọc và tăng cường mật độ của loại vi 
sinh có tốc độ phát triển chậm [59,60]. Khó khăn về phương diện vận hành hệ 
thống xử lý là hạn chế về quá trình chuyển khối (cung cấp thức ăn cho vi sinh trong 
màng có độ dày tới mm) cho vi sinh vật với mật độ cao. Các dạng kỹ thuật phản 
ứng tầng lưu thể (fluidized bed), tầng vi sinh chuyển động (Moving Bed Biofilm 
Reactor – MBBR ) được nghiên cứu phát triển nhằm thúc đẩy quá trình chuyển 
khối trong hệ xử lý, khắc phục những hạn chế của các kỹ thuật sử dụng màng vi 
sinh khác như lọc nhỏ giọt. đĩa quay sinh học, lọc ngập tầng tĩnh. 
Kỹ thuật tầng chuyển động có hiệu quả thấp hơn tầng lưu thể vì diện tích 
chất mang thấp hơn nhưng có lợi thế về mặt vận hành đơn giản, thích hợp với qui 
mô xử lý vùa và nhỏ ở Việt Nam. Kỹ thuật vận hành hệ xử lý tầng lưu thể đồi hỏi 
trình độ tự động hóa rất cao. 
Đặc điểm quan trọng nhất của kỹ thuật MBBR là sử dụng vật liệu mang có 
kích thước khá lớn (cm) để tránh khâu lắng, khối lượng riêng thấp (xấp xỉ với 
nước) để duy trì chuyển động mà ít tốn năng lượng, có khả năng tập trung cao vi 
sinh Nitrifier trong vật liệu mang và trong chừng mực nhất định thực hiện phản ứng 
khử nitrat (đòi hỏi điều kiện thiếu khí) ngay trong điều kiện hiếu khí của hệ xử lý . 
[38,39]. 
Nghiên cứu quá trình Nitrat hóa và khử Nitrat đồng thời trong bể hiếu khí 
với kỹ thuật MBBR là đối tượng nghiên cứu của công trình này nhằm mục đích để 
thiết kế các hệ thống xử lý nitơ amoni trong nước ngầm hiệu quá cao, tiết kiệm chi 
phí xây dựng và vận hành. 
 Các công nghệ xử lý sử dụng kỹ thuật màng vi sinh chuyển động cho việc xử 
lý amoni hiện nay thường được thiết kế theo 2 sơ đồ nguyên lý như hình 1.23b: 
Hình 1.23b. Các sơ đồ nguyên lý xử lý amoni 
 49 
 Theo sơ đồ nguyên lý số 1, cụm xử lý amoni gồm 3 bể nối tiếp thực hiện 3 
công đoạn xử lý: nitrat hóa, khử nitrat (có bổ sung cơ chất) và sục khí để khử COD 
dư thừa. Muốn quá trình nitrat hóa xảy ra thì BOD trong nước đầu vào phải nhỏ 
hơn 20 mg/l, như vậy khi quá trình khử nitrat diễn ra lại cần phải bổ sung cơ chất 
(có thể là đường hoặc rượu CH3OH, C2H5OH, và CH3COOH) cho vi sinh vật theo 
tỷ lệ 2,86 gCOD/gNO3- . Chính vì thế việc bổ sung cơ chất cũng cần phải được 
giám sát chặt chẽ về mặt định lượng, nếu không sẽ cần có thêm giai đoạn sục khí 
để xử lý COD dư thừa, thời gian xử lý sẽ bị kéo dài, số lượng bể phát sinh, cụm xử 
lý trở nên cồng kềnh, tăng chi phí đầu tư xây dựng và tiêu tốn năng lượng. Sơ đồ 
xử lý này thường được áp dụng với nước đầu vào có hàm lượng amoni thấp hơn 15 
mg/l. 
 Sơ đồ nguyên lý số 2 được sử dụng khi nước đầu vào có hàm lượng amoni 
cao, trên 15 mg/l. Ưu điểm của phương án này là tận dụng được cơ chất sinh ra từ 
phản ứng nitrat hóa bằng việc tuần hoàn nước sau bể nitrat hóa về trước bể khử 
nitrat với lưu lượng bằng 1 đến 4 lần lưu lượng nước đầu vào. Điều này có nghĩa là 
không cần phải bổ sung cơ chất từ bên ngoài vào, và nồng độ nước đầu vào được 
pha loãng nhiều lần trong khi mật độ vi sinh không hề thay đổi, dẫn đến hiệu quả 
xử lý tốt hơn. Tuy nhiên phương án này lại gặp phải vấn đề lớn về năng liệu tiêu 
thụ của bơm tuần hoàn, đồng thời khối tích của các công trình xử lý sẽ tăng lên từ 2 
đến 5 lần so với phương án 1. 
 Kỹ thuật màng vi sinh dựa vào sự bám dính của vi sinh vật trên bề mặt chất 
mang, cho nên với chất mang có diện tích bề mặt càng lớn thì hiệu quả xử lý càng 
cao. Tuy nhiên với các loại vật liệu mang hiện nay trên thị trường lại có diện tích 
bề mặt thấp, khoảng 200 – 500 m2/m3, kéo theo mật độ vi sinh thấp, dẫn đến hiệu 
quả xử lý kém. Muốn đạt được hiệu quả xử lý cần kéo dài thời gian lưu nước, khối 
tích công trình lớn. Với các vật liệu được chế tạo có kích thước nhỏ để tăng diện 
tích bề mặt, lại dễ dẫn đến hiện tượng bít tắc, và hay bị trôi ra ngoài theo dòng 
nước. 
 Hiệu quả xử lý khử nitrat đồng thời trong bể hiếu khí thấp (nhỏ hơn 10%), 
nên quá trình khử nitrat thường được bố trí thành một bể riêng biệt dưới điều kiện 
yếm khí hoàn toàn. Trong khi đó, trên bản thân lớp màng vi sinh được hình thành 
cũng đã tồn tại và phân chia thành 3 vùng: hiếu khí, thiếu khí và yếm khí. Thực tế, 
 50 
trên một đối tượng chất mang đã hình thành màng cũng có sự phân chia về vùng 
phản ứng. Đây là một khía cạnh quan trọng mà các nghiên cứu trước đây chưa khai 
thác được. 
 Một vấn đề chung cho các đề tài xử lý nước ngầm bị ô nhiễm amoni đã được 
thực hiện trước đây, yếu tố về chi phí đầu tư và vận hành luôn làm mất đi tính khả 
thi của của các dự án, nên các công trình nghiên cứu vẫn chỉ có giá trị về mặt lý 
thuyết, mà không được triển khai trên thực tế. 
1.5. Kết luận chương 1 
Những vấn đề còn tồn tại trong công nghệ xử lý amoni hiện nay là phải xây 
dựng nhiều bể để tách các quá trình xử lý, vật liệu mang sử dụng có tiết diện bề mặt 
thấp, tỷ trọng lớn, phải bổ sung cơ chất để khử nitrat hoặc tuần hoàn nước, kiểm 
soát nồng độ oxy chặt chẽ, tiêu tốn năng lượng và quản lý vận hành phức tạp. 
Vì vậy, hướng nghiên cứu tiếp theo là phải tích hợp được các quá trình xử lý 
sinh học trên vật liệu mang vi sinh phù hợp, tích hợp được các bể xử lý dưới dạng 
modul thiết bị nhằm giảm tiêu tốn năng lượng và đơn giản trong quá trình quản lý, 
vận hành. 
 51 
CHƯƠNG 2. ĐỐI TƯỢNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 
2.1. Phạm vi và đối tượng nghiên cứu 
Với phạm vi nghiên cứu là nước ngầm vùng Hà Nội, tiến hành khảo sát chất 
lượng nước ngầm của các nhà máy, trạm xử lý tại khu vực Hà Nội gồm: mẫu nước 
thô chưa qua xử lý, mẫu nước đã qua xử lý và đánh giá hiệu quả xử lý amoni của 
các dây chuyền công nghệ xử lý hiện có. Xác định được đặc trưng nước ngầm, các 
yếu tố ảnh hưởng và định hướng cho quá trình xây dựng các mô hình thí nghiệm 
trong phòng thí nghiệm với lưu lượng thay đổi từ 10-120 l/h. 
Với đối tượng nghiên cứu là hệ thiết bị xử lý amoni sử dụng vật liệu mang di 
động DHY, tích hợp với bể lọc tự rửa. Thiết bị này được lắp đặt phía sau bể lọc 
nhanh hiện có của nhà máy nước Yên Xá (nước sau lọc và chưa được khử trùng 
bằng clo hoạt tính). Công suất của pilot hiện trường là 5m3/h. Các quá trình nitrat 
hóa và khử nitrat bên trong vật liệu mang trong điều kiện hiếu khí, xác định các 
thông số động học, thông số tính toán thông quá hệ thí nghiệm theo mẻ và liên tục 
trong điều kiện phòng thí nghiệm. Triển khai thiết kế và chạy thử pilot hiện trường 
để kiểm chứng kết quả và đề xuất bộ thông số tính toán, thiết kế hệ thiết bị xử lý 
amoni cho nước ngầm. 
Sơ đồ nghiên cứu được thiết kế bao gồm 3 ngăn trong đó ngăn số 1 gọi là 
MBBR 1, ngăn số 2 gọi là MBBR 2 là 2 bể hiếu khí với vật liệu mang vi sinh 
chuyển động nối tiếp nhau, ngăn số 3 là bể lọc nhanh trọng lực sử dụng vật liệu là 
cát thạch anh với cơ cấu tự rửa. 
2.2. Quan trắc lấy mẫu và Phương pháp phân tích 
 2.2.1. Quan trắc lấy mẫu 
Hướng dẫn lập chương trình lấy mẫu và kỹ thuật lấy mẫu theo TCVN 6663-
1:2011 (ISO 5667-1:2006). Khi khảo sát lựa chọn điểm lấy mẫu cần tính đến các 
yếu tố: Điểm lấy mẫu phải đặc trưng mang tính đại diện phù hợp với tiêu chí của 
việc đánh giá, khu vực lấy nước ngầm phải đảm bảo vệ sinh, không có nước mặt 
tràn vào; Điểm lấy mẫu là các giếng khoan có áp hoặc không áp; Số lượng và vị trí 
lấy mẫu phụ thuộc vào từng đợt quan trắc; Mục đích sử dụng của nguồn nước 
Vị trí lấy mẫu: Mẫu được lấy ở các nhà máy xử lý nước cấp cho khu vực dân 
cư; Lấy mẫu đúp để đánh giá, và lấy giá trị trung bình; Mẫu được lấy theo các thời 
 52 
điểm khác nhau; Các thông số quan trắc: Nhiệt độ, pH, amoni, độ kiềm, nitrat, 
nitrit, phốt pho, độ ô xi hóa, ôxi hòa tan. 
Phương pháp lấy mẫu theo TCVN 6663-11:2011 (ISO 5667-11:2009): Đối 
với mẫu nước ngầm lấy tại các trạm bơm đang hoạt động, khi lấy phải sục rửa chai 
lấy mẫu bằng chính nước đó 3 lần. Sau đó tùy vào chỉ tiêu để có thể lựa chọn 
phương pháp phân tích ngay tại hiện trường hoặc đưa về phòng thí nghiệm để phân 
tích. Với mẫu thí nghiệm cần phải đưa về phòng phân tích cần được bảo quản bằng 
các loại hóa chất tùy thuộc vào chỉ tiêu cần phân tích 
Bảo quản và ổn định mẫu theo TCVN 6663-3:2008 (ISO 5667-3:2003), tần 
suất lấy mẫu ít nhất 02 lần/năm, một lần giữa mùa khô và một lần giữa mùa mưa. 
2.2.2. Phương pháp phân tích 
Amoni 
Trong môi trường bazo mạnh NH4+ sẽ chuyển thành NH3. NH3 mới hình 
thành và NH3 sẵn có trong mẫu nước tác dụng với thuốc thử Nessler hình thành 
phức chất có màu vàng hay nâu tùy thuộc vào hàm lượng NH3. Đo phức màu ở 
bước sóng 410 nm. Phép đo quang được thực hiện trên máy DR 2800. Phương 
pháp thử theo tiêu chuẩn SMEWW 4500 - NH3 C hoặc SMEWW 4500 - NH3 D. 
Nitrit 
Trong môi trường axit, ion NO2- phản ứng với axitsunfanilic tạo thành hợp 
chất điazo và khi kết hợp với α-naphthylamin hình thành thuốc nhuộm azo có màu 
hồng, cường độ màu của hợp chất tỉ lệ thuận với hàm lượng NO2-. Phức màu được 
đo ở bước sóng 520 nm. Phép đo quang được thực hiện trên máy DR 2800. Phương 
pháp thử theo tiêu chuẩn TCVN 6178 - 1996 (ISO 6777-1984). 
Nitrat 
Ion NO3- tác dụng với axit sunfosalixylic (được hình thành do việc thêm 
natri salycilate và axit H2SO4 vào mẫu). Ở môi trường kiềm phức chất có màu ánh 
vàng. Đo phức tại bước sóng 410 nm. Phép đo quang được thực hiện trên máy DR 
2800. Phương pháp thử theo tiêu chuẩn TCVN 6178 - 1996 (ISO 7890 -1988). 
Độ oxy hóa (Chỉ số pecmanganat) 
Việc xác định độ oxy hóa của nước trong môi trường axit hoặc môi trường 
kiềm được tiến hành: Cho một lượng dư KMnO4 0,1N vào mẫu đã axit hóa hoặc 
kiềm hóa. Đun sôi 10 phút sau đó mẫu phản ứng trong môi trường kiềm được axit 
 53 
hóa bằng H2SO4. Cho chính xác lượng H2C2O4 0,1N (đúng bằng lượng KMnO4 đã 
dùng) vào dung dịch. Chuẩn độ H2C2O4 dư bằng KMnO4 0,01N. Phép đo quang 
được thực hiện trên máy DR 2800. Phương pháp thử theo tiêu chuẩn TCVN 
6186:1996 hoặc ISO 8467:1993 (E). 
Độ kiềm 
Mẫu nước được chuẩn độ bằng dung dịch axit tiêu chuẩn đến pH 8,3 và 4,5, 
Những điểm cuối này, được xác định bằng mắt hoặc đo thế, là các điểm tương 
đương của sự xác định ba thành phần chính: hydro cacbonat, cacbonat và hydroxit. 
điểm cuối pH 8,3 là gần kề với nồng độ cacbonat và cacbon dioxit và thể hiện sự 
chuẩn độ toàn bộ hydroxit và một nửa cacbonat. Điểm cuối pH 4,5 là gần kề với 
điểm tương đương của ion hydro và hydro cacbonat và cho phép xác định độ kiểm 
tổng số của mẫu. Phương pháp thử theo tiêu chuẩn TCVN 6636-1: 2000, ISO 9963-
1: 1994. 
Tổng phốt pho 
Phốt pho trong nước được axit hóa mẫu về pH < 2, dưới tác dụng của chất 
oxi hóa mạnh K2S2O8 và nhiệt độ cao 150oC, Phốt pho chuyển về dạng PO43-, ion 
PO43- và dung dịch hỗn hợp axit molipdat và antimony sẽ tạo thành phức chất 
antimony photphomolipdat có màu vàng, khử phức chất bằng axit arcobic tạo thành 
phức chất molipden màu xanh đạm, đo độ hấp thụ ở bước sóng 880 nm. Phép đo 
quang được thực hiện trên máy DR 2800. Phương pháp thử theo tiêu chuẩn TCVN 
6202:2008 (ISO 6878:2004). 
Oxy hòa tan 
Nồng độ oxy hòa tan trong nước được xác định bằng phương pháp đo điện 
thế trên thiết bị SENSION 156 (HACH, Mỹ). Phương pháp thử theo tiêu chuẩn 
TCVN 7325:2004 (ISO 5814:1990). 
2.3. Phương pháp phân tích các số liệu động học 
Kết quả thu được từ mô hình trong phòng thí nghiệm sau khi được tổng hợp 
và xử lý để có giá trị mang tính đại diện cao. Tiến hành xác định các thông số động 
học, theo các phương pháp như sau: 
2.3.1. Phương pháp theo mẻ 
Trong một bình phản ứng có thể tích V, nồng độ ban đầu của một cấu tử là 
S, của sản phẩm là a. Khi đó tốc độ (vi) của phản ứng chuyển hóa từ nguyên liệu 
 54 
thành sản phẩm được viết: 
 i
dS da
v k.f S
dt dt
 (2-1) 
Trong đó: 
k: hằng số tốc độ phản ứng 
f(S) là hàm số nồng độ: khi f(S) = 1 là phản ứng bậc không, f(S) = S là phản 
ứng bậc 1, f(S) =Sn là phản ứng bậc n. 
Tích phân phương trình (2.1) với điều kiện t=0, S=So hoặc t=0 thì a=0 ta 
được: 
f(S) =1: S= S0 – kt (2-2) 
f(S) = S: S= So e-kt (2-3) 
Ảnh hưởng của nồng độ cơ chất theo thời gian phụ thuộc vào bậc của phản 
ứng, các phương trình (2-2), (2-3) chỉ mô tả quá trình giảm nồng độ hoặc tăng sản 
phẩm về mặt hình thức khi quy cho nó một bậc phản ứng nào đó mà không chú ý 
tới cơ chế của một phản ứng. 
2.3.2. Phương pháp liên tục khuấy trộn đều 
Khi thực hiện thí nghiệm với kỹ thuật dòng liên tục khuấy trộn đều thì tốc độ 
dòng vào Q (m3/h) bằng tốc độ dòng ra. Nồng độ các chất đầu vào S0, nồng độ các 
chất trong khối phản ứng chính là nồng độ tại dòng ra. Nồng độ cơ chất tại dòng ra 
phụ thuộc vào thời gian lưu thủy lực (h) hay lưu lượng dòng vào Q (m3/h). Thay 
đổi lưu lượng dòng vào Q (hay thời gian lưu thủy lực) đối với những thí nghiệm có 
nồng độ amoni đầu vào S0 như nhau thì nồng độ đầu ra cũng thay đổi, như vậy 
chúng ta có thể tính toán được các thông số động học từ số liệu thực nghiệm. Tốc 
độ oxy hóa được đánh giá theo hai cách: phương trình động học tổng quát bậc n 
(phương trình 2-6) và phương trình động học Monod (phương trình 2-7). 
Hằng số tốc độ và bậc phản ứng của hệ phản ứng dòng liên tục có khuấy 
trộn được xác định theo phương pháp Levenspiel [57] : 
o
o
S S
H
S
 (2-4) 
o o rS S S .H.Q S Sr .Q
V V

 (2-5) 
Phương trình động học mô tả một hệ phản ứng trong môi trường đồng thể 
(giả đồng thể) có dạng tổng quát: 
 55 
n
rar k.S (2-6) 
Trong đó: 
S0, Sr: Nồng độ amoni đầu vào và nồng độ amoni đầu ra (mgN/L) 
n: Bậc phản ứng. 
r: Tốc độ phản ứng theo thể tích (mgN/L.h) 
k: Hằng