Tiêu chuẩn quốc gia TCVN 11126:2015 (ISO 9509:2006) về Chất lượng nước - Phép thử độc tính để đánh giá sự ức chế quá trình nitrat hóa của vi sinh vật trong bùn hoạt hóa
Water quality -Toxicity test for assessing the inhibition of nitrification of activated sludge microorganisms
Lời nói đầu
TCVN 11126:2015 hoàn toàn tương đương với ISO 9509:2006
TCVN 11126:2015 do Ban kỹ thuật Tiêu chuẩn quốc gia TCVN/TC 147 Chất lượng nước biên soạn, Tổng cục Tiêu chuẩn Đo lường Chất lượng đề nghị, Bộ Khoa học và Công nghệ công bố.
Lời giới thiệu
Nitrat hóa là một quá trình quan trọng trong xử lý nước thải, vì quá trình này cần thiết để giảm các ảnh hưởng ô nhiễm của amoni trong nước thải đã xử lý vào các nguồn nước tiếp nhận. Hơn nữa cần chuyển hóa amoni thành nitrat để cho phép quá trình khử nitrat hóa xảy ra sau đó (tạo khí nitơ) trong trạng thái thiếu oxy của quá trình nitrat hóa của bùn hoạt hóa được biến đổi, vì vậy làm giảm đáng kể quá trình phú dưỡng tiềm ẩn trong nguồn nước tiếp nhận. Quá trình nitrat hóa thường được tiến hành bằng hai nhóm loài vi khuẩn tự dưỡng riêng biệt. Tiêu chuẩn này mô tả phương pháp đánh giá sự ức chế đối với sản phẩm bị oxy hóa (nitrit cộng với nitrat), hoặc việc loại bỏ amoni, bùn hoạt hóa nitrit hóa.
CHẤT LƯỢNG NƯỚC - PHÉP THỬ ĐỘC TÍNH ĐỂ ĐÁNH GIÁ SỰỨC CHẾ QUÁ TRÌNH NITRAT HÓA CỦA VI SINH VẬT TRONG BÙN HOẠT HÓA
Water quality -Toxicity test for assessing the inhibition of nitrification of activated sludge microorganisms
CẢNH BÁO - Nước thải và bùn hoạt hóa chứa các sinh vật gây bệnh tiềm ẩn. Cần cẩn trọng khi xử lý những chất này.
Các chất thử độc và các chất có đặc tính chưa biết phải được xử lý cẩn trọng.
Những người sử dụng tiêu chuẩn này phải thành thạo với các thực hành trong phòng thử nghiệm thông thường. Tiêu chuẩn này không đề cập tới mọi vấn đề an toàn liên quan đến người sử dụng, nếu cần. Trách nhiệm của người sử dụng là phải xác lập thực hành về an toàn, bảo đảm sức khỏe phù hợp với các quy định.
QUAN TRỌNG - Chỉ những nhân viên đã qua đào tạo thích hợp mới được phép tiến hành phép thử theo tiêu chuẩn này.
Tiêu chuẩn này quy định phương pháp đánh giá ảnh hưởng ức chế ngắn hạn của nước, nước thải hoặc các chất thử lên vi khuẩn nitrat trong bùn hoạt hóa. Sự ảnh hưởng ức chế được ước lượng qua khoảng thời gian tiếp xúc thường là 3 h hoặc tới 24 h bằng bùn nitrat hóa yếu.
Phương pháp có thể được áp dụng cho bùn hoạt tính nitrat hóa có nguồn gốc từ nước thải tổng hợp và nước thải sinh hoạt và cũng áp dụng cho bùn từ nước thải công nghiệp trộn lẫn nước thải sinh hoạt và nước thải công nghiệp.
Hoạt tính nitrat hóa của bùn được kiểm tra xác nhận bằng phép thử ước lượng mẫu có và mẫu không có chất ức chế đặc trưng (ví dụ N-alylthioure, xem Phụ lục A). Nếu tốc độ nitrat hóa ở trong khoảng phù hợp cho phép thử, tức là từ 2 mg nitơ trên một gam chất rắn lơ lửng trong một giờ đến 6,5 mg nitơ trên một gam chất rắn lơ lửng trong một giờ, có thể sử dụng bùn trực tiếp. Nếu không, cần phải điều chỉnh (xem Điều 9).
Phương pháp này áp dụng cho hóa chất không bay hơi, hòa tan trong nước và áp dụng cho nước thải.
Bùn từ các nguồn khác nhau phản ứng khác nhau với một nồng độ nhất định của chất ức chế chủ yếu do phản ứng giữa chất ức chế và các thành phần của bùn. Điều này làm sự trung hòa từng phần các độc tính hiệu ứng. Đồng thời, vì phép thử chỉ kéo dài trong vài giờ nên bất kỳ ảnh hưởng ức chế nào nào cũng đều có thể bị giảm hoặc tăng trong khoảng thời gian dài hơn, ví dụ, trong hệ thống bùn hoạt hóa liên tục (xem ISO 5667-16).
Các tài liệu viện dẫn sau là cần thiết cho việc áp dụng tiêu chuẩn này. Đối với các tài liệu viện dẫn ghi năm công bố thì áp dụng phiên bản được nêu. Đối với các tài liệu viện dẫn không ghi năm công bố thì áp dụng phiên bản mới nhất bao gồm cả các bản sửa đổi, bổ sung (nếu có).
TCVN 6178:1996 (ISO 6777:1984), Chất lượng nước - Xác định nitrit. Phương pháp trắc phổ hấp thụ phân tử.
TCVN 6826:2009 (ISO 11733:2004), Chất lượng nước - Xác định sự đào thải và phân hủy sinh học của các chất hữu cơ trong môi trường nước - Phép thử mô phỏng bùn hoạt hóa.
TCVN 8184 (ISO 7150-1), Chất lượng nước - Xác định amoni - Phần 1: Phương pháp trắc phổ thao tác bằng tay.
ISO 5667-16, Water quality - Sampling - Part 16: Guidance on biotesting ofsamples (Chất lượng nước - Lấy mẫu - Phần 16: Hướng dẫn lấy mẫu cho phép thử sinh học).
Tiêu chuẩn này áp dụng các thuật ngữ định nghĩa sau:
3.1
Quá trình nitrat hóa (nitrification)
Sự oxy hóa các hợp chất amoni do vi khuẩn.
CHÚ THÍCH: Thông thường, các sản phẩm trung gian là nitrit và sản phẩm cuối cùng là nitrat.
[TCVN 8184-1:2009 (ISO 6107-1:2004), định nghĩa 49].
3.2
Vật liệu thử (test material)
Các hóa chất tinh khiết, các hỗn hợp hóa chất được xác định rõ, các sản phẩm hóa học, nước thải và nước thải đã qua xử lý.
3.3
Bùn hoạt hóa (activated sludge)
Sinh khối tích tụ (kết tụ) được tạo ra trong xử lý nước thải do sự phát triển của vi khuẩn và các vi sinh vật khác trong điều kiện có oxy hòa tan.
[TCVN 8184-1:2009 (ISO 6107-1:2004), định nghĩa 2].
3.4
Nồng độ chất rắn lơ lửng của bùn hoạt hóa (concentration of suspended solids of an activatied sludge)
Lượng chất rắn thu được bằng cách lọc hoặc ly tâm một thể tích xác định của bùn hoạt hóa và sấy khô ở khoảng 105 °C tới khối lượng không đổi.
[TCVN 6917:2001 (ISO 9888:1999), định nghĩa 3.4].
3.5
Khoảng độc (toxic range)
Khoảng nồng độ của chất thử gây ra sự ức chế từ 0% đến 100%.
[TCVN 6626:2012 (ISO 8192:2007)].
3.6
EC50
Nồng độ hiệu dụng của vật liệu thử mang lại khả năng ức chế quá trình nitrat hóa được tính hoặc được nội suy là 50% so với mẫu trắng đối chứng.
Phần trăm ức chế quá trình nitrat hóa tại các nồng độ khác nhau của vật liệu thử được tính bằng cách đánh giá sự chênh lệch nồng độ của nitơ đã bị oxy hóa (nitrit cộng với nitrat) được tạo ra hoặc nồng độ của amoni được sử dụng, trong các điều kiện tiêu chuẩn do sự oxy hóa các muối amoni sau khi sục khí song song bùn nitrat hóa với sự có hoặc không có vật liệu thử.
5.1 Nước đã loại ion, để chuẩn bị các dung dịch gốc đã định. Đối với các quy trình rửa, nước vòi là thích hợp nhất.
Phải đảm bảo rằng nước không có các hóa chất mà có thể gây ức chế lên quá trình nitrat hóa (ví dụ các ion Cu2+).
5.2 Bùn hoạt hóa nitrat hóa
Lấy một thể tích vừa đủ bùn hoạt tính nitrat hóa từ một trạm xử lý nước thải địa phương, hoặc từ bùn được cấy trong phòng thử nghiệm (xem Phụ lục C), mà bùn đó có nitrat đang xảy ra. Để thực hiện phép thử, bùn có thể được thu gom từ các trạm xử lý chủ yếu từ nước thải sinh hoạt, nước thải công nghiệp sinh hoạt được trộn lẫn hoặc chỉ riêng nước thải công nghiệp; phải báo cáo nguồn gốc của bùn và nước thải đã xử lý vì các kết quả của phép thử thường phụ thuộc vào nguồn gốc của bùn được sử dụng (xem tài liệu tham khảo [6]). Duy trì bùn trong điều kiện hiếu khí. Vì độc tính đối với quá trình nitrat hóa có thể thay đổi theo thời gian bảo quản (xem tài liệu tham khảo [1]), nên phải thực hiện việc đánh giá càng sớm càng tốt sau khi lấy mẫu và tốt nhất trong vòng 24 h (xem ISO 5667-16).
Thay vì sử dụng bùn hoạt hóa từ trạm xử lý nước thải, bùn được biết sẽ xảy ra quá trình nitrat hóa có thể được cấy trong phòng thử nghiệm (xem Phụ lục C).
Mặc dù có thể sử dụng bùn ngay khi lấy mẫu nhưng tốt nhất nên rửa bùn để loại bỏ sự có mặt của mọi chất ức chế và nitrat, trước khi tạo lại thể lơ lửng bằng nước vòi không có nitrat và clo. Có thể tiến hành quy trình rửa này bằng ly tâm hoặc để lắng và tùy chọn. Ly tâm (ví dụ 10000 min-1 trong 5 min) hoặc để lắng bùn và gạn bỏ dịch lỏng nổi phía trên. Rửa phần cặn còn lại bằng một thể tích nước vòi tương đương với thể tích ban đầu, ly tâm lại hoặc để lắng và lại gạn bỏ lại dịch lỏng nổi phía trên lần nữa. Cuối cùng, tạo lại thể lơ lửng của bùn đã để lắng hoặc bùn đã ly tâm bằng một thể tích nước vòi thích hợp để có nồng độ yêu cầu của chất rắn lơ lửng thể lỏng đã trộn (ví dụ 3 g/L) và sục khí tới khi sử dụng.
5.3 Môi trường đầy đủ
Hòa tan 5,04 g natri hydrocacbonat, NaHCO3 và 2,65 g amoni sunfat (NH4)2SO4 trong 1 L nước (5.1).
CHÚ THÍCH: Môi trường này, khi đã pha loãng 1:10 (1 + 9) bằng nước (5.1), có nồng độ nitơ là 56 mg/L và có giá trị pH khoảng 7,6. Môi trường này cho phép tạo ra nồng độ nitơ đã bị oxy hóa ít nhất là 25 mg/L mà không làm thay đổi giá trị pH.
5.4 Môi trường cho các mẫu nước thải
5.4.1 Môi trường A
Hòa tan 10,08 g natri hydro cacbonat NaHCO3 với 1 L nước (5.1).
5.4.2 Môi trường B
Hòa tan 5,3 g amoni sunfat, (NH4)2SO4 với 1 L nước (5.1).
5.5 Chất ức chế chuẩn
Hòa tan 1,16 g N-alylthioure (ATU) với 1 L nước (5.1).
Cũng có thể sử dụng chất ức chế khác, ví dụ 2-clo-6-(triclorometyl)pyridin, nhưng phải điều tra nghiên cứu trước nồng độ yêu cầu và phương thức thêm vào.
5.6 Dung dịch gốc của chất thử
Chuẩn bị dung dịch gốc hoặc chất thử thể lơ lửng trong nước cất (5.1) ở nồng độ thích hợp, ví dụ 1 g/L hoặc 10 g/L. Nếu cần, điều chỉnh pH của dung dịch gốc tới 7,6 ± 0,1.
5.7 Mẫu nước thải
Lấy mẫu nước thải đại diện và bảo quản mẫu ở dưới 4 °C trong khoảng thời gian càng ngắn càng tốt (xem ví dụ ISO 5667-16). Phải điều chỉnh pH của mẫu tới 7,6 ± 0,1 trừ khi xác định được ảnh hưởng của toàn bộ mẫu. Cần biết nồng độ của amoni-N trong mẫu, nếu không biết nồng độ này, thì phải xác định giá trị đó.
Sự ức chế của quá trình nitrat hóa thường bắt đầu xảy ra ở nồng độ amoni-N trên 100 mg/L. Khi sự biến mất của amoni-N được sử dụng để đo tốc độ nitrat hóa, các sai số tăng lên khi nồng độ ban đầu của amoni-N cao, khi nồng độ N trong khoảng 20 mg/L, chênh lệch giữa nồng độ ban đầu và nồng độ cuối cùng còn lại thấp. Đồng thời, có thể đồng hóa amoni bằng vi khuẩn dị dưỡng để tổng hợp tế bào. Vì vậy, nồng độ của amoni-N phải không quá 56 mg/L, như đã định, tốt nhất phải như nhau trong tất cả các bình trong một mẻ các phép xác định đơn lẻ. Nồng độ này đạt được từ việc tách amoni trong môi trường nguồn B (5.4.2), từ chất đệm và từ môi trường A (5.4.1) và bằng việc thêm môi trường A với một thể tích không đổi, nhưng khác với lượng thích hợp của môi trường B và của nước.
6.1 Bình phản ứng
6.1.1 Bình nón, ví dụ 200 mL hoặc 500 mL, hoặc
6.1.2 Ống đong, 100 mL.
6.2 Pipet Pastuer, hoặc thiết bị sục khí khác.
6.3 Bộ cấp khí
6.3.1Bộ cấp khí nén, đã làm ẩm bằng cách cho khí đi qua nước chứa trong chai rửa, để sử dụng với ống đong dung tích 100 mL (6.1.2).
6.3.2 Máy lắc, thay thế cho sục khí khuếch tán để sử dụng với bình nón (6.1.1).
6.4 Thiết bị lọc
6.5 Cái lọc sợi thủy tinh, hoặc giấy lọc, để không giải phóng và cũng không hấp phụ amoni-N hoặc N đã oxy hóa.
6.6 Thiết bị,dụng cụ và thuốc thử, để xác định phân tích của amoni-N và/hoặc N đã oxy hóa trong dung dịch.
Nếu không biết hoạt tính nitrat hóa của bùn, xác định tốc độ theo Phụ lục A. Nên sử dụng bùn với tốc độ nitrat hóa ở giữa 2 mg nitơ trên một gam chất rắn lơ lửng trong một giờ [mg nitơ trên (g.h)] và 6,5 mg nitơ trên một gam chất rắn lơ lửng trong một giờ [mg nitơ trên (g.h)] cho khoảng thời gian thử là 3 h. Bùn có hoạt tính nằm ở ngoài khoảng này, có thể đưa bùn vào khoảng này bằng cách hoặc pha loãng với nước (5.1) hoặc làm giàu bằng để lắng hoặc ly tâm (xem Điều 9). Nếu không thể thực hiện được thì chọn thêm một bùn hoạt hóa nitrat hóa từ nguồn khác.
Nếu các mẫu thử không chứa amoni-N, thêm một thể tích môi trường hydro cacbonat/amoni sunfat (5.3) với một phần mười hỗn hợp phản ứng cuối cùng, VFcho từng dãy bình (bình nón 6.1.1 hoặc ống đong 6.1.2, lần lượt) sau đó thêm môi trường bằng với thể tích (VF/2) của bùn nitrat hóa đã rửa (5.2) sao cho nồng độ cuối cùng của chất rắn lơ lửng xấp xỉ 1500 mg/L. Cuối cùng, thêm thể tích thích hợp, thường là 5 mL dung dịch thử (5.6) và nước vừa đủ (5.1) đến thể tích cuối cùng VF, tiến hành tương tự với tất cả các bình (ví dụ, xem Phụ lục B). Đảm bảo rằng bùn không tiếp xúc với dung dịch chất thử chưa pha loãng.
Thêm vào một bình đối chứng có bùn, môi trường và nước nhưng không có chất thử và một bình chuẩn có chứa bùn, môi trường nước và chất ức chế chuẩn (VF/100dung dịch ATU (5.5) 11,6 mg/L). Nếu cần kiểm tra thêm, lấy một mẫu đối chứng để đo nồng độ ban đầu của amoni-N.
Nếu mẫu thử (ví dụ, nước thải) có chứa amoni, thêm VF/20 môi trường A (5.4.1) vào từng bình nón thay vì cho VF/10 môi trường đầy đủ (5.3), sau đó thêm bùn đã rửa (VF/2). Cuối cùng, thêm đủ thể tích môi trường B (5.4.2) và nước (5.1), với một thể tích trong dãy các thể tích mẫu thử nước thải (hoặc pha loãng) sao cho thể tích cuối cùng là VF và nồng độ của amoni-N là 56 mg/L.
Ủ tất cả các bình ở nhiệt độ không đổi 22 °C ± 2 °C trong tối hoặc trong ánh sáng khuếch tán, khoảng 4 h (hoặc lâu hơn nếu bùn hoạt hóa thấp hơn 2 mg N trên (g.h)) và sục khí cho các hỗn hợp này hoặc bằng tạo bọt khí nén đã làm ẩm (6.3.1) đi qua ống đong (6.1.2) hoặc bằng cách lắc bình nón (6.1.1) ở cùng tốc độ để giữ chất rắn bùn trong thể lơ lửng và nồng độ của oxy hòa tan lớn hơn 4 mg/L.
CHÚ THÍCH: Nước thải ô nhiễm nặng có thể cần sục thêm khí để duy trì nồng độ của oxy hòa tan lớn hơn 4 mg/L.
Tại thời điểm kết thúc của quá trình ủ, lấy một thể tích mẫu thích hợp từ từng bình để phân tích nitơ đã oxy hóa (nitrat cộng với nitrit) (ví dụ TCVN 6178 (ISO 6777), TCVN 7323-1 (ISO 7890-1) và/hoặc nồng độ amoni (sử dụng, ví dụ TCVN 8184 (ISO 7150-1). Ngay sau đó, lọc mẫu qua bộ lọc sợi thủy tinh hoặc giấy lọc đã rửa (6.4, 6.5).
Tại thời điểm kết thúc của quá trình ủ, lấy một mẫu thích hợp (20 mL đến 25 mL) từ từng bình và xác định nồng độ của chất rắn lơ lửng trong bình. Phải tiến hành hiệu chính theo hàm lượng chất rắn nếu chất thử chứa một lượng đáng kể chất rắn lơ lửng. Xác định nồng độ chất rắn lơ lửng của chất thử và hiệu chính nồng độ trước khi tính tốc độ nitrat hóa.
Tính phần trăm ức chế của sự tạo thành N đã bị oxy hóa (IN tính bằng phần trăm, %) như sau:
IN = (ρc - ρt)/(ρc - ρb) x 100 | (1) |
Trong đó:
ρc | là nồng độ của nitơ đã bị oxy hóa trong bình đối chứng, mà không có chất thử, sau khi ủ, tính bằng miligam trên lít, mg/L; |
ρt | là nồng độ của nitơ đã bị oxy hóa trong bình chứa chất thử hoặc nước thải, sau khi ủ, tính bằng miligam trên lít, mg/L; |
ρb | là nồng độ của nitơ đã bị oxy hóa trong bình chứa chất ức chế chuẩn sau khi ủ, tính bằng miligam trên lít, mg/L. |
Nếu mẫu chứa nitrat, ví dụ nước thải từ khu vực nơi nước vòi chứa nồng độ nitrat đáng kể, thì cho phép tiến hành tính bằng cách loại trừρtkhỏi nồng độ ban đầu của nitrat trong hỗn hợp phản ứng được suy ra từ mẫu.
Mặc dù phép đo N đã bị oxy hóa là ưu tiên hơn, tuy nhiên phần trăm ức chế của loại bỏ amoni () cóthể được tính như dưới đây, nhưng cần chú ý sự biến mất của amoni không chỉ nhất thiết là do quá trình nitrat hóa.
= (ρt - ρc)/(ρo - ρe) x 100 | (2) |
Trong đó:
ρt là nồng độ của amoni-N trong bình thử sau khi ủ, tính bằng milgam trên lít, mg/L;
ρc là nồng độ của amoni-N trong bình đối chứng sau khi ủ, tính bằng miligam trên lít, mg/L;
ρo là nồng độ của amoni-N tại thời điểm bắt đầu của phép thử, tính bằng miligam trên lít, mg/L.
Dựng đồ thị phần trăm ức chế dựa vào nồng độ hoặc logarit về nồng độ của chất ức chế và nội suy giá trị EC50, và các giá trị khác từ đồ thị đó. Cách khác, sử dụng chương trình hồi quy tuyến tính để ước lượng giá trị EC50.
9 Xác định tính đúng đắn của các kết quả
So sánh các kết quả từ mẫu đối chứng và bình có chứa chất ức chế chuẩn để kiểm tra xác nhận hoạt tính của bùn hoạt hóa. Sau khoảng thời gian ủ, điều cơ bản là nồng độ của N đã bị oxy hóa không tăng lên khi có hoặc không có chất ức chế chuẩn, vì quá trình này ức chế riêng sự nitrat hóa tự dưỡng (xem Phụ lục A). Nếu có sự tăng lên rõ rệt, thì lặp lại phép thử để đảm bảo xác định đúng nồng độ của chất ức chế đã được thêm vào. Nếu sự ức chế hoàn toàn vẫn không xảy ra, thì lấy bùn từ nguồn khác.
Điều cơ bản là quá trình nitrat hóa đã diễn ra trong mẫu đối chứng, nhưng cũng quan trọng là amoni còn lại vừa đủ tại thời điểm kết thúc của khoảng thời gian thử để đảm bảo rằng chất nền đã không bị giới hạn tốc độ. Các tốc độ nitrat hóa của N từ 2 mg/g.h đến 6,5 mg/g.h được biết là thích hợp cho quy trình này để đánh giá sự ức chế. Nếu tốc độ của N thấp hơn 2 mg/g.h, thì sử dụng bùn từ nguồn khác hoặc tăng tỷ lệ vi khuẩn nitrat hóa trong bùn, ví dụ bằng cách cấy bùn khoảng vài tuần với nước thải tổng hợp hoặc nước thải sinh hoạt trong “các điều kiện nitrat hóa" trong phòng thử nghiệm của trạm xử lý bùnhoạt hóa, tức là thời gian lưu đối với nước thải là 6 h hoặc hơn, và đối với bùn khoảng 10 ngày, (xem Phụ lục C và TCVN 6826 (ISO 11733)).
Nếu tốc độ nitrat hóa của N cao hơn 6,5 mg/g.h, sử dụng hoặc thời gian ủ ngắn hơn hoặc thể tích môi trường làm giàu lớn hơn (5.4) để đảm bảo rằng nồng độ của amoni-N không bị giới hạn tốc độ và giá trị pH không giảm. Nếu cần, tiến hành phép thử sơ bộ để xác định thể tích thích hợp của môi trường sử dụng.
CHÚ THÍCH: Tỷ lệ vi khuẩn nitrat hóa với chất ức chế sẽ bị thay đổi với tỷ lệ vi khuẩn nitrat hóa lớn hơn và điều này có thể ảnh hưởng đến giá trị EC50 thu được.
Trong phép thử liên phòng thử nghiệm (1985), thử ba hợp chất ở 6 đến 11 phòng thử nghiệm, cho các kết trong Bảng 1.
Bảng 1 - Kết quả EC50 từ phép thử liên phòng thử nghiệm
Hóa chất | Giá trị EC50 | Độ lệch chuẩn | Hệ số biến thiên | Khoảng giá trị báo cáo | Số phòng thử nghiệm |
| mg/L | mg/L | % | mg/L |
|
3,5-Diclophenol | 5,6 | 3,0 | 54 | 0,7 đến 9,6 | 10 |
4-Nitrophenol | 43,3 | 26,7 | 62 | 8,4 đến 92 | 11 |
N-Allylthioure | 0,38 | 0,23 | 61 | 0,1 đến 0,7 | 6 |
CHÚ THÍCH 1: Trong phép thử này, bùn được tạo lại thể lơ lửng bằng nước vòi (5.1) mà không phải bằng môi trường (5.3).
CHÚ THÍCH 2: EC50 được báo cáo ở đây đối với 3,5-diclophenol (5,6 mg/L) là cao hơn khoảng mười lần so với 3,5-diclophenol (0,525 mg/L) có trong môi trường nuôi cấy sinh vật nitrat hóa đã làm giàu (xem tài liệu viện dẫn [3] và [5]). Tương tự, sự giảm bớt độc tính kết tủa hóa chất, bao gồm cả N-allythioure, được báo cáo [2] và được quy cho nhiều yếu tố: phản ứng của hóa chất với các thành phần của bùn, độ hấp phụ hoặc sự phân tán qua kết tủa keo tụ.
Báo cáo thử nghiệm phải ít nhất bao gồm các thông tin sau:
a) Viện dẫn tiêu chuẩn này;
b) Tên và yêu cầu của chất thử hoặc nước thải;
c) Tốc độ nitrat hóa đặc trưng của bùn hoạt hóa;
d) Nguồn, nồng độ và phương pháp xử lý sơ bộ bùn hoạt hóa;
e) Các kết quả thử, EC50 và tất cả số liệu đo được và đường ức chế;
f) Độ ức chế bằng chất ức chế đặc trưng chuẩn;
g) Nhiệt độ thử, và các giới hạn;
h) Các nồng độ oxy đo được;
i) Các chi tiết của mọi quy trình không quy định trong tiêu chuẩn này, mà liên quan đến quy trình được thực hiện.
(Quy định)
Xác định hoạt tính nitrat hóa của bùn hoạt hóa
A.1 Thêm các thể tích bằng nhau (VF/2) của bùn hoạt hóa đã rửa (5.2) với nồng độ đã biết của chấtrắn lơ lửng (khoảng 3 g/L) vào hai bình. Thêm vào từng bình VF/10 mL môi trường (5.3) và VF/100 mLchất ức chế chuẩn (5.5) vào chỉ một bình. Thêm nước (5.1) để làm đầy tới thể tích cuối cùng VF mL. Sục hoặc lắc bình khoảng 4 h ở tốc độ mà đảm bảo rằng chất rắn được giữ trong thể lơ lửng và nồng độ của oxy hòa tan ít nhất là 2 mg/L. Sau 4 h, tiến hành lấy mẫu từ từng bình, lọc qua sợi thủy tinh hoặc giấy lọc và đo các nồng độ của amoni-N và/hoặc N đã oxy hóa (nitrat cộng với nitrit). Từ đó tính tốc độ nitrat hóa đặc trưng, RNtính bằng miligam N trên gam và giờ như sau:
RN = (ρt - ρb)/(ρMLSS x 4) | (A.1) |
Trong đó:
ρt | là nồng độ của N đã bị oxy hóa trong hỗn hợp phản ứng sau 4 h, tính bằng miligam trên lít, mg/L; |
ρb | là nồng độ của N đã bị oxy hóa trong hỗn hợp cộng với chất ức chế chuẩn sau 4 h, tính bằng miligam trên lít, mg/L; |
ρMLSS | là nồng độ của chất rắn lơ lửng thể lỏng đã trộn trong bình thử, tính bằng gam trên lít, g/L. |
Sử dụng chất ức chế đặc trưng cho một trong các bình nón, lưu ý đến sự tồn tại của N đã bị oxy hóa trong bùn hoạt hóa.
A.2Cách khác, có thể sử dụng nồng độ của amoni có trong mẫu sau 4 h như sau, nhưng phải lưu ý sựbiến mất của amoni-N không chỉ nhất thiết là do quá trình nitrat hóa.
Tốc độ quá trình nilrat hóa đặc trưng, RNS, tính bằng miligam amoni N trên gam và giờ là:
RNS = [ρb(NH4 - N) - ρt(NH4 - N)]/[ρMLSS x 4] | (A.2) |
Trong đó:
ρb(NH4 - N) | là nồng độ của amoni-N trong hỗn hợp cộng với chất ức chế chuẩn sau 4 h, tính bằng miligam trên lít, mg/L; |
ρt(NH4 - N | là nồng độ của amoni-N trong hỗn hợp mà không có chất ức chế sau 4 h, tính bằng miligam trên lít, mg/L; |
(Tham khảo)
Ví dụ cho sự chuẩn bị phép thử
Xem Bảng B.1
Bảng B.1 - Ví dụ cho sự chuẩn bị của phép thử
Số bình | 1 | 2 | 3 | 4 | 5 | 6 | 7 |
Môi trường đầy đủ (5.3) (mL) | 25 | 25 | 25 | 25 | 25 | 25 | 25 |
Bùn hoạt hóa (5.2) (mL) | 125 | 125 | 125 | 125 | 125 | 125 | 125 |
Chất ức chế chuẩn ATU (5.5) (mL) | 0 | 0 | 0 | 0 | 0 | 0 | 2,5 |
Nước (5.1) (mL) | 100 | 99,75 | 99,2 | 97,5 | 92 | 75 | 97,5 |
Dung dịch gốc của chất thử (5.6) (mL) | 0 | 0,25 | 0,8 | 2,5 | 8,0 | 25 | 0 |
Nồng độ của chất thử (mg/L) | 0 | 1 | 3,2 | 10 | 32 | 100 | 0 |
Thể tích tổng (mL) | 250 | 250 | 250 | 250 | 250 | 250 | 250 |
Nồng độ của bùn hoạt hóa = 3,0 g chất rắn lơ lửng trên lít. | |||||||
a Dung dịch gốc: 1 g chất thử trên lít. | |||||||
(Tham khảo)
Thiết bị, dụng cụ để nuôi cấy bùn hoạt hóa nitrat hóa
C.1 Khái quát
Phụ lục này mô tả ví dụ của một hệ thống mà có thể được sử dụng để tạo ra bùn hoạt hóa nitrat hóatrong phòng thử nghiệm, để cung cấp một nguồn chất cấy cho phép thử ức chế.
C.2 Nguyên tắc
Thiết bị, dụng cụ nuôi cấy bao gồm bộ Husmann đã mở rộng và nối dài (xem TCVN 6826 (ISO 11733))gồm có một bồn sục khí đơn lẻ và hai thiết bị gạn thứ cấp xếp liên tục. Khả năng chứa của hệ thống phảiđủ để cung cấp đầy đủ định lượng của bùn hoạt hóa để sử dụng trong phép thử ức chế. Dòng nước thảiđược định liều lượng bằng thiết bị bơm trực tiếp vào trong bồn sục khí nơi mà nước thải và bùn hoạt hóađược khuấy và sục liên tục. Sử dụng thiết bị phân tán để cung cấp bọt sục khí nhỏ. Hỗn hợp bùn hoạthóa/nước thải đi vào thiết bị gạn đầu tiên nơi mà phần lớn bùn hoạt hóa được tách ra từ nước thải đã xửlý. Hơn nữa quá trình tách sau đó xảy ra trong thiết bị gạn thứ hai. Bùn hoạt hóa lắng trong các thiết bị gạnvà được quay trở lại bồn sục khí khi bùn quay trở lại bằng cách sử dụng khí nâng hoặc bơm nhu động.
Tốt nhất, dòng nước thải nên pha loãng nước thải đô thị với nước vòi, nếu cần, để hòa tan nồng độcacbon hữu cơ (DOC) trong khoảng từ 50 mg/L đến 150 mg/L và bổ sung bằng muối khoáng và dungdịch vitamin, nếu cần. Bổ sung muối khoáng cung cấp NH4CI, đảm bảo nồng độ amoni cố định và đủcho vi khuẩn nitrat hóa, K2HPO4, cần như một chất đệm để giữ cho pH trong khoảng tối ưu và NaHCO3, chất mà được sử dụng làm nguồn cacbon do vi khuẩn nitrat hóa tự dưỡng, để thiết lập đủ hoạt tính quátrình nitrat hóa.
C.3 Các yêu cầu kỹ thuật
Thể tích của chất lỏng trong bồn hoạt hóa: Thể tích của chất lỏng trong thiết bị gạn sơ cấp: Thể tích của chất lỏng trong thiết bị gạn thứ cấp: Tốc tộ quay lại của bùn: Nhiệt độ vận hành: Ánh sáng: | 20 L 10 L 3 L khoảng 99 % tốc độ nước thải 15 °C đến 25 °C các điều kiện phòng thử nghiệm xung quanh |
C.4 Dung dịch gốc dinh dưỡng
NH4CI K2HPO4 NaHCO3 | 178,3 g 29,7 g 485 g |
Hòa tan trong 5 L nước uống
C.5 Dung dịch chiết nấm (tùy chọn)
Phần chiết nấm 100 g
Hòa tan trong 1 L nước uống.
C.6 Thành phần của nước thải
Để chuẩn bị lượng dòng nước thải hằng ngày, thêm 500 mL dung dịch gốc dinh dưỡng(C.4) và, tùy chọn, 60 mL dung dịch chiết nấm vào 30 mL nước thải đô thị. Nếu nồng độ DOC của dòng nước thải không xấp xỉ 50 mg/L, thì có thể hoặc pha loãng với nước uống hoặc tăng cường với dung dịch chiết nấm. Thêm 24 L hàng ngày vào bể sục khí. Thời gian lưu thủy lực trung bình (HRT) là khoảng 0,83 ngày trong bồn sục khí và 1,4 ngày trong hệ thống tổng.
C.7 Loại bỏ bùn và thời gian lưu bùn (SRT)
Nồng độ của bùn hoạt hóa thường ở khoảng 2,5 g/L chất rắn lơ lửng. Bùn nitrat hóa được loại bỏ từ hệ thống để thực hiện các phép thử ức chế quá trình nitrat hóa, ví dụ 12,5 L hàng tuần, điều này tương ứng với tổng lượng thất thoát trung bình là khoảng 6 g chất khô và SRT khoảng 18 ngày.
C.8 Kiểm soát và bảo quản
Kiểm tra tính năng hiệu quả của trạm xử lý nước thải phòng thử nghiệm thường đo bằng nồng độ DOC trong dòng nước thải và dòng thải ra và tính mức độ (%) của sự loại bỏ DOC. Sự loại bỏ DOC phải > 80 %. Thường xuyên kiểm tra thật kỹ hoạt tính nitrat hóa của bùn. Nên thực hiện kiểm tra này trong khoảng đã chỉ thị như trên (xem Điều 9). Điều này có thể được thực hiện bằng đo nồng độ amoni N trong dòng nước thải và dòng thải ra và tính mức độ (%) của sự loại bỏ amoni, hoặc bằng phép thử hoạt tính nitrat hóa (xem Điều 9 và Phụ lục A).
Quá trình nitrat hóa của bùn hoạt hóa tạo ra trong các điều kiện này có thể được bảo quản trong tủ lạnh ở 4 °C tới một tuần mà không thất thoát hoạt tính đáng kể. Làm thích nghi bùn hoạt hóa với nhiệt độ phép thử ức chế quá trình nitrat hóa trước khi sử dụng.
THƯ MỤC TÀI LIỆU THAM KHẢO
[1] GENDIG, C.,DOMOGALA, G., AGNOLI, F.,PAGGA, U. and STROTMANN, U.J. Evaluation and further development of the activated sludge respiration test. Chemosphere, 52 (1), 2003, pp. 143-149.
[2] PAINTER, H.A. A review of literature on inorganic nitrogen metabolism in micro-organisms. Wat. Res, 4, 1970, pp. 393-450
[3] COLLEY, A., WADHIA, K. and THOMPSON, K.C. Evaluation of two enhancedchemiluminescence test kits for water quality and toxicity testing. In: Toxic impacts of wastes on the aquatic environment (TAPP, J.F, HUNT, S.M. and WHARFE, J.R. eds.). Royal Society of Chemistry, Cambridge, UK, 1996, pp 282-3
[4] STROTMANN, U.J. and EGLSÄER, H. The toxicity of substitued phenols in the nitrification inhibition testand luminescent bacteria test. Ecotox. Env. Saf.,30, 1995, pp. 269-273.
[5] THOMLINSON, T.G., BOON, A.G., TROTMAN, C.N.A. Inhibition of nitrification in the activated sludge process of sewage disposal. J. Appl. Bacteriol.,29: 1966, pp. 266-291.
[6] WINTHER-NIELSEN, M. and LACOUR JANSEN, J. The role of the sludge in nitrification inhibition tests. Wat.Sci.Tech., 33, 1996, pp. 93-100.
[7] TCVN 8184-1:2009 (ISO 6107-1:2004), Chất lượng nước-thuật ngữ-phần 1.
[8] TCVN 6226 (ISO 8192), Chất lượng nước - Phép thử sự ức chế khả năng tiêu thụ oxy của bùn hoạt hóa dùng để oxy hóa các hợp chất cacbon và amoni.
[9] TCVN 6917:2001 (ISO 9888:1999), Chất lượng nước. Đánh giá sự phân hủy sinh học ưa khí cuối cùng của các hợp chất hữu cơ trong môi trường nước. Phép thử tĩnh (phương pháp zahn-wellens).
Ý kiến bạn đọc
