26/04/2021
TÓM TẮT
Nghiên cứu các điều kiện tạo bùn hoạt tính tự nhiên từ nước thải chăn nuôi lợn kết hợp thu khí metan được thực hiện dựa trên sự kết hợp bùn biogas phối trộn với các phế phụ phẩm rau quả trong mô hình xử lý sinh học dòng chảy ngược qua tầng bùn kỵ khí (UASB) và bể dòng chảy xuôi qua giá thể treo (DHS) theo tỷ lệ xác định với hai dãy thí nghiệm là đối chứng và thí nghiệm với tỷ lệ bùn biogas: phế phụ phẩm rau quả lần lượt là 100:0; 50:50 trong thời gian 60 ngày. Kết quả đánh giá cho thấy, đầu ra của mẫu thí nghiệm hiệu suất xử lý hàm lượng Nitơ tổng đạt 52%; hiệu suất Photpho tổng đạt 57,38%; tổng chất rắn và tổng chất rắn bay hơi đạt 13,7% và 15,7%; hiệu suất xử lý COD đạt 60,4%; BOD5 là 57,6%. Lượng khí sinh học thu hồi là 79.947ml trong mẫu thí nghiệm, thành phần khí CH4 đạt hiệu suất thu hồi cao nhất ở ngày thứ 45 của mẫu thí nghiệm là 59%. Khí metan thu được từ quá trình nghiên cứu có sự tham gia chủ yếu của các nhóm vi khuẩn Bacteroidales, Clostridiacea Corynebacterium, A. johnsonii, Anaerolinceae, Bacteroidales, Syntrophomonadaceae, Bacteroidales, Comamonas, Methanobacterium, Methanosaeta, Methanomicrobiales.
Từ khóa: Bùn hoạt tính, phế phụ phẩm, nước thải chăn nuôi lợn, khí sinh học
1. Đặt vấn đề
Chăn nuôi lợn nái quy mô trang trại ở những vùng ven đô để đáp ứng nhu cầu cung ứng con giống cho thị trường, đáp ứng vấn đề khan hiếm con giống cho thiên tai, dịch bệnh. Chất thải chăn nuôi lợn nái là hỗn hợp bao gồm phân, thức ăn thừa, nước tiểu, nước rửa chuồng trại…, các loại chất thải này biến động phụ thuộc vào các yếu tố như số lượng lợn nái, giống, chế độ ăn uống, nhiệt độ, độ ẩm trong chuồng, cách vệ sinh chuồng trại. Chăn nuôi cũng là nguồn phát thải khí nhà kính (GHG), các loại khí carbon đioxide (CO2), metan (CH4) và nitơ oxide (N2O). Một số kết quả nghiên cứu cho thấy, nguồn phát thải từ ngành chăn nuôi thải ra môi trường ước tính khoảng 7,1 tỷ tấn CO2 tương đương khoảng 18% tổng lượng phát thải khí nhà kính toàn cầu, trong đó hoạt động quản lý phân chuồng khoảng 2,2 tỷ tấn CO2 [10]. Trong hoạt động chăn nuôi, khí CH4 được khẳng định là phát sinh nhiều nhất từ quá trình lưu giữ chất thải rắn và nước thải [4]. Vì vậy, việc quản lý và xử lý chất thải chăn nuôi có ảnh hưởng rất lớn đến việc phát sinh khí CH4.
Quy trình xử lý chất thải chăn nuôi lợn phổ biến hiện nay là chất thải chăn nuôi được đưa vào hồ kỵ khí có phủ bạt hoặc hầm biogas, qua ao hồ sinh học, sau đó xả trực tiếp ra kênh mương. Hầu hết, các trang trại đều đã và đang áp dụng một hoặc một vài phương pháp để xử lý chất thải, tuy nhiên chất lượng nước thải sau xử lý đều chưa đạt tiêu chuẩn [8]. Hệ thống xử lý kỵ khí với dòng chảy ngược qua lớp bùn hoạt tính (UASB) là một trong những thiết bị cao tải đã được sử dụng trong xử lý nước thải công nghiệp trong nhiều thập kỷ. Khí phát sinh trong quá trình xử lý nước thải có thể thu hồi và được sử dụng làm nhiên liệu. Tuy nhiên, hiệu suất xử lý phụ thuộc vào trạng thái bùn. Bùn hạt có khả năng chống rửa trôi, tạo trạng thái lơ lửng làm tăng khả năng tiếp xúc với cơ chất, mật độ vi sinh vật trong bùn hạt cao hơn bùn phân tán nên sử dụng bùn hạt dễ dàng nâng cao tải trọng hữu cơ (OLR) trong bể xử lý sinh học dòng chảy ngược qua tầng bùn kỵ khí (UASB)[1]. Thời gian khởi động bể UASB để bùn hạt hình thành thường kéo dài, cần rút ngắn thời gian khởi động, tăng cường sự tách bùn ở dòng ra thì việc tạo lập hệ bùn hoạt tính dạng hạt là rất cần thiết để nâng cao hiệu quả xử lý của bể UASB hướng tới ứng dụng trong xử lý nước thải chăn nuôi lợn ở các qui mô lớn hơn [2, 9].
Trong nghiên cứu này, sử dụng mật rỉ và phế phụ phẩm rau quả kết hợp bùn hoạt tính trong hệ thống xử lý kỵ khí với dòng chảy ngược để hình thành bùn hạt kỵ khí nhằm xử lý các chất hữu cơ trong nước thải chăn nuôi lợn và đánh giá khả năng thu hồi khí CH4.
2. Vật liệu và phương pháp nghiên cứu
2.1. Vật liệu nghiên cứu
Thí nghiệm được tiến hành trên mô hình xử lý sinh học dòng chảy ngược qua tầng bùn kỵ khí (UASB) kết hợp bể dòng chảy xuôi qua giá thể treo (DHS) do nhóm tác giả tự chế tạo, với thể tích làm việc 10 lít duy trì ở nhiệt từ 280C đến 320C. Bùn hoạt tính được lấy từ bể biogas của trang trại tại xã Đông Sơn, huyện Chương Mỹ, Hà Nội với qui mô 150 lợn nái. Phế phụ phẩm rau quả và mật rỉ được lấy tại trang trại, xay nhỏ, lọc qua sàng kích thước mắt lưới 1mm.
Mẫu bùn thải và phế phụ phẩm sau khi được lấy về phòng thí nghiệm xử lý sơ bộ được đổ vào thùng nhựa thể tích 20 lít và khuấy đều để đồng nhất mẫu bùn thải, sau đó tiến hành xác định khối lượng riêng và xác định tỷ trọng của bùn thải. Bùn thải được hòa trộn trong thùng 10 lít, được nạp vào bình phản ứng bằng ca nhựa cho đến khi đạt thể tích hữu dụng khoảng 60%. Sau khi nạp nguyên liệu vào bể phản ứng theo yêu cầu, các van được khóa chặt, phía trên nắp được lắp 1 van khí nối với ống dẫn khí vào túi thu khí. Khí từ túi thu khí sẽ được đo đạc hàng ngày để đánh giá trữ lượng và chất lượng khí sinh ra.
Nước thải chăn nuôi lợn đưa vào thí nghiệm lấy sau bể biogas của trang trại. Nước được tiền xử lý bằng lọc qua sàng có kích thước 1mm để loại bỏ rác thải và các tạp chất lớn. Nước thải chăn nuôi được chứa trong can dung tích 20l, dự trữ ở nhiệt độ phòng.
Mô hình được vận hành liên tục tiến hành lên men yếm khí trong điều kiện nhiệt độ thí nghiệm dao động từ 280C đến 320C với các tỷ lệ phối trộn về khối lượng bùn hoạt tính và phế phụ phẩm rau quả khác nhau theo tỷ lệ bùn thải : phế phụ phẩm là 100:0 và 50:50. Trong thời gian nghiên cứu sẽ tiến hành xác định các thành phần sau: hiệu suất giảm nhu cầu oxi hóa học (COD), hiệu suất giảm nhu cầu oxy sinh học (BOD5), pH, tổng hàm lượng cacbon (TC), tổng hàm lượng chất rắn (TS), tổng hàm lượng chất bay hơi (TVS), tổng hàm lượng nitơ (T-N theo %TS) và tổng hàm lượng photpho (T-P theo %TS).
Trong mô hình này, UASB sử dụng bùn hoạt tính được tạo thành trong nước thải chăn nuôi có bổ sung 1mg/l rỉ đường, nước thải chăn nuôi được pha loãng bằng nước máy đến hàm lượng COD thích hợp. Thông số pH, thành phần và thể tích khí được xác định hàng ngày; COD và BOD được xác định một lần/tuần; TC, TS, T-N, T-P trong bùn được xác định trước và sau xử lý.
2.2. Phương pháp phân tích và xử lý số liệu
Quy trình lấy mẫu và phân tích các chỉ tiêu trong mẫu bùn và mẫu nước thải trước và sau xử lý được thực hiện theo các quy định của tiêu chuẩn và quy chuẩn Việt Nam. Tổng hàm lượng chất rắn (TS) được phân tích bằng phương pháp sấy đến khối lượng không đổi, tổng chất rắn bay hơi (TVS) được xác định theo phương pháp khối lượng, BOD5 được phân tích theo phương pháp nuôi cấy trong tủ định ôn ở 200C trong 5 ngày, COD được phân tích theo phương pháp chuẩn độ K2Cr2O7 bằng dung dịch muối Mohr, T-N được phân tích bằng phương pháp Kjedahl, T-P được phân tích bằng phương pháp đo màu, TC được xác định bằng phương pháp Walkley – Black.
Tổng lượng khí được đo bằng đồng hồ đo khí kiểu ướt (WS-1A, Shinagawa) sau khi đã loại H2S bằng cách cho dòng khí chạy qua cột chứa bột sắt. Thành phần khí được xác định trên máy sắc ký với khí mang là Argon, detector TCD, cột thép (Փ3mm, dài 2m, nhồi vật liệu Unibeads C có kích thước hạt 60/80 mesh).
3. Kết quả và thảo luận
3.1. Thành phần bùn hoạt tính và nước thải chăn nuôi lợn
Để tiến hành nghiên cứu khả năng sinh khí từ bùn thải biogas trong hệ thống yếm khí cần phải xem xét một số đặc điểm lý, hóa của mẫu bùn thải để đánh giá tính ổn định của bùn thải trước khi tiến hành vận hành hệ thống. Kết quả chỉ ra trong bảng 3.1.
Bảng 3.1. Đặc điểm của bùn thải biogas tại trang trại
|
STT |
Thông số |
Đơn vị tính |
Kết quả đợt 1 |
Kết quả đợt 2 |
|
1 |
pH |
|
7,3 |
7,1 |
|
2 |
COD |
mg/l |
85600 |
82000 |
|
3 |
Chất rắn bay hơi (VS) |
% |
34,9 |
34,78 |
|
4 |
Tổng Photpho (T – P) |
% |
0,95 |
0,92 |
|
5 |
Tổng Nitơ (T – N) |
% |
1,45 |
1,35 |
|
6 |
Tổng Cacbon (TC) |
% |
30,5 |
29,5 |
|
7 |
Tổng số (TS) |
% |
14,5 |
14,9 |
Kết quả cho thấy, thành phần hóa lý của hai mẫu bùn thải tại các thời điểm lấy mẫu khác nhau có sự chênh lêch không quá lớn sự ổn định của bùn trong bể lưu mang tính ổn định trong thời gian dài.
Tiến hành lấy mẫu trước khi xử lý biogas và sau khi xử lý biogas đánh giá chất lượng của nước thải tại trang trại được thể hiện trong bảng 3.2.
Bảng 3.2. Đặc điểm nước thải chăn nuôi lợn trước và sau xử lý biogas
|
STT |
Thông số |
Đơn vị |
Kết quả |
QCVN 62-MT:2016/BTNMT (cột B)9 |
|
|
Trước xử lý biogas |
Sau xử lý biogas |
||||
|
1 |
pH |
- |
7,38 |
7,1 |
5,5 – 9 |
|
2 |
COD |
mg/l |
3157 |
2125 |
300 |
|
3 |
BOD5 |
mg/l |
1910 |
1010 |
100 |
|
4 |
TSS |
mg/l |
3925 |
1950 |
150 |
|
5 |
T – P |
mg/l |
350 |
315 |
6* |
|
6 |
T – N |
mg/l |
482 |
412 |
150 |
(Ghi chú: * là giá trị theo QCVN 40:2011/BTNMT cột B)
Kết quả phân tích cho thấy, giá trị pH nằm trong tiêu chuẩn cho phép, còn lại các thông số khác như: COD vượt 7-10,5 lần, BOD5 vượt 10-19 lần, TSS vượt 13-26 lần,; T-N vượt 2,7-3,2 lần so với giới hạn cho phép của QCVN 62-MT:2016/BTNMT cột B; riêng giá trị T-P vượt 52,5-58,3 lần so với giá trị của QCVN 40:2011/BTNMT cột B ở trong nước thải chăn nuôi trước và sau xử lý biogas.
3.2. Nghiên cứu các điều kiện thích hợp cho khả năng ổn định và hình thành bùn hoạt tính
3.2.1. Sự thay đổi của hàm lượng Nitơ tổng (T-N) và Photpho tổng (T-P)
Hàm lượng T-N và T-P được lấy mẫu vào thời điểm trước khi tiến hành chạy mô hình cho đến khi kết thúc quá trình thí nghiệm. Kết quả về sự thay đổi của hàm lượng T-N và T-P được thể hiện trong hình 3.1.
|
|
|
|
Hình 3.1. Sự thay đổi của hàm lượng T-N và T-P theo thời gian phản ứng |
|
Theo kết quả trên hình 3.1 cho thấy, trong mẫu thí nghiệm nitơ tổng giảm từ 1,98% xuống 0,95% (giảm khoảng 2,1 lần). Điều này cho thấy, sự hoạt động của vi khuẩn trong hệ thống đã xảy ra mạnh mẽ ở ngay giai đoạn đầu của quá trình thủy phân và cũng là điều kiện thích hợp cho quá trình axit hóa môi trường để sinh khí metan dẫn đến khả năng tiêu thụ nitơ cao nhất.
Bên cạnh sự biến thiên của nitơ tổng số, giá trị photpho tổng cũng thay đổi khá lớn giữa mẫu đối chứng và mẫu thí nghiệm, T-P đầu vào của mẫu đối chứng thấp hơn mẫu thí nghiệm gần 2 lần. Hàm lượng photpho tổng của mẫu đối chứng và mẫu thí nghiệm tính từ khi bắt đầu nạp nguyên liệu ban đầu cho đến tuần thứ 8 đều lần lượt giảm tương ứng hiệu suất xử lý đạt 0.75% đến 0.78%, cùng với sự biến thiên đó thì tại mẫu thí nghiệm sự sụt giảm T-P đạt hiệu suất xử lý lên đến 57,38%, tăng gấp 2,23 lần so với mẫu đối chứng. Việc ổn định bùn biogas được xúc tiến trong điều kiện bổ sung nguồn dinh dưỡng bên ngoài cho vi sinh vật phát triển là cơ sở cho các công đoạn xử lý tiếp theo với mục đích thu hồi lượng khí CH4 đạt hiệu quả trong vận hành mô hình.
3.2.2. Khả năng loại bỏ tổng chất rắn và tổng chất rắn bay hơi
Khí sinh học sinh ra từ hoạt động của hệ vi sinh vật phân giải các hợp chất hữu cơ trong quá trình phân hủy yếm khí là nguyên nhân làm cho tổng chất rắn và tổng chất rắn bay hơi của hỗn hợp nguyên liệu đầu vào giảm dần theo thời gian phân hủy. Kết quả phân tích hàm lượng TS và TVS đầu vào và đầu ra được thể hiện trong hình 3.2
|
|
|
|
Hình 3.2. Kết quả phân tích thành phần phần trăm TS và TVS đầu vào và đầu ra sau 60 ngày phản ứng |
|
Kết quả cho thấy, thời điểm ban đầu ổn định bùn để khởi động hệ thống tổng chất rắn có sự thay đổi khá chênh lệch giữa mẫu đối chứng và mẫu thí nghiệm. TVS đầu vào của mẫu đối chứng cũng thấp hơn mẫu thí nghiệm 1,56 lần chỉ đạt 35,12%. Có thể thấy rằng việc bổ sung thêm dinh dưỡng vào mô hình đều có xu hướng làm tăng hiệu quả hoạt động của hệ lên men yếm khí xảy ra trong hệ thống. Do đó, kết quả nghiên cứu về TS và TVS cũng là một yếu tố đánh giá hiệu quả hoạt động của hệ thống nhằm mục tiêu sinh khí sinh học và xử lý nước thải trong chăn nuôi.
3.2.3. Sự thay đổi của pH theo thời gian phản ứng
Đánh giá sự biến thiên của pH trong mô hình được tiến hành song song cùng mẫu đối chứng và mẫu thí nghiệm đã được làm ổn định bùn hoạt tính trong quá trình vận hành, kết quả chỉ ra trong Bảng 3.3.
Bảng 3.3. Kết quả đánh giá diễn biến của pH theo thời gian phản ứng
|
Thời gian lấy mẫu |
Đối chứng |
Thí nghiệm |
|
Tuần 1 |
7,3 |
6,5 |
|
Tuần 2 |
7,1 |
5,9 |
|
Tuần 3 |
7,0 |
6,5 |
|
Tuần 4 |
6,9 |
7,0 |
|
Tuần 5 |
6,9 |
7,2 |
|
Tuần 6 |
7,0 |
6,7 |
|
Tuần 7 |
7,0 |
6,7 |
|
Tuần 8 |
7,2 |
6,8 |
Kết quả trong Bảng 3.3. cho thấy, tại mẫu đối chứng khi không được ổn định bùn bằng các nguồn dinh dưỡng, sự hoạt động của các vi sinh vật xảy ra không đáng kể việc axit hóa môi trường xảy ra với tốc độ rất thấp, giá trị pH duy trì chủ yếu trong môi trường kiềm. Biến thiên giá trị pH cho thấy, việc bổ sung các cơ chất cần thiết ở ngay từ thời gian đầu giúp điều kiện tạo môi trường cho phân hủy yếm khí tạo khí sinh học được xảy ra trong hệ thống.
3.2.4. Đánh giá khả năng loại bỏ COD, BOD5 trong nước thải đầu vào và đầu ra của mô hình
Trong lên men yếm khí việc làm giảm hàm lượng COD, BOD5 trong nước thải có ảnh hưởng rất lớn đến khả năng hoạt động của hệ vi sinh vật yếm khí. Định kỳ lấy mẫu nước thải đánh giá sự ảnh hưởng của COD và BOD5 đến hiệu suất xử lý của hệ thống hoạt động. Kết quả được chỉ ra trong Hình 3.3
|
|
|
|
Hình 3.3. Hiệu suất xử lý COD và BOD5 theo thời gian phản ứng |
|
Kết quả trong Hình 3.3 cho thấy hàm lượng COD thay đổi không đáng kể ở tuần đầu tiên của quá trình xử lý. Ở tuần đầu tiên trong mẫu đối chứng chỉ đạt hiệu suất 17,5% và mẫu thí nghiệm đạt 25,7%, sau đó tăng dần ở tuần kế tiếp. Tuy nhiên, tốc độ tăng ở mẫu thí nghiệm diễn ra mạnh mẽ đạt 35,3% (tăng gấp 1,4 lần) trong khi đó ở mẫu đối chứng chỉ tăng khoảng 1,1 lần đạt 19,7%. Trong 8 tuần chạy mô hình hiệu suất xử lý COD trong nước thải tăng dần và đạt cực đại 60,4% ở tuần thứ 5 (tăng gấp 2 lần) so với mẫu đối chứng ở cùng một thời điểm.
Trong những tuần đầu, hiệu suất BOD chỉ đạt khoảng 15,9% ở mẫu đối chứng và 23,7% ở mẫu thí nghiệm, sang đến tuần thứ 4 thì hiệu suất tăng lên đáng kể (tăng gấp 1,9 lần) so với tuần đầu tiên của quá trình xử lý ở mẫu thí nghiệm đạt 45,2% và hiệu suất đạt cực đại ở tuần thứ 5 là 57,6% (gấp 2,4 lần). Hiệu suất của quá trình xử lý tăng đồng nghĩa với nồng độ BOD5 giảm và cũng liên quan đến khả năng sinh khí trong vận hành mô hình.
3.3. Khả năng sản xuất khí sinh học
3.3.1. Khả năng sinh khí sinh học theo thời gian
Trong vận hành hệ thống để lên men yếm khí thu hồi khí metan thường cho thấy vi khuẩn tạo metan sinh tưởng và phát triển trong thời gian dài, thường khoảng 3 - 30 ngày tùy vào từng loài [6]. Thể tích khí được lấy ra mỗi ngày và tiến hành thu gom, kết quả được trình bày trong Hình 3.4.
Hình 3.4. Thể tích khí sinh học cộng dồn theo thời gian
Kết quả trong bảng 3.4 cho thấy, thể tích khí sinh học sinh ra sau khoảng 3 ngày lên men, tại mẫu thí nghiệm đạt 40 ml, tăng gấp 1,4 lần so với mẫu đối chứng. Thể tích khí sinh học tăng dần ở các ngày lên men tiếp theo và xuất hiện đỉnh cực đại sinh khí tại ngày thứ 33 là 2800 ml đối với mẫu thí nghiệm và 1700 ml ở mẫu đối chứng. Điều này cho thấy khả năng sinh khí sinh học có liên quan đến quá trình phân hủy các hợp chất hữu cơ của nguyên liệu đầu vào trong nước thải và hệ vi sinh vật trong bùn hoạt tính hoạt động. Thông thường, khi phân hủy 1kg chất hữu cơ thu được khoảng 0,2 – 1,1 m3 khí sinh học [8]. Tuy nhiên, trên thực tế lượng khí sinh học sinh ra cũng như tỷ lệ hình thành khí CH4 cũng bị tác động bởi nhiều yếu tố của quá trình lên men.
3.3.2. Khả năng sinh khí metan trong hệ thống
Khí sinh học được sinh ra trong quá trình phân hủy kỵ khí các hơp chất hữu cơ bởi hệ vi sinh vật với các thành phần chủ yếu gồm: CH4, CO2, N2, H2, H2S, CO,… Mẫu được tiến hành lấy định kỳ để đánh giá hiệu suất thu hồi khí CH4 theo thời gian. Kết quả được chỉ ra trong hình 3.4.
|
|
|
||
|
Hình 3.45. A- Hiệu suất thu hồi khí CH4 theo thời gian và kết quả phân tích khí sinh học trên máy sắc ký (B - mẫu thí nghiệm, C- mẫu đối chứng) |
|||
Kết quả cho thấy hiệu suất thu hồi khí CH4 sinh ra trong 60 ngày vận hành mô hình của mẫu thí nghiệm đạt hiệu suất trung bình 51,3% trong khi đó tại mẫu đối chứng lượng khí thu được chủ yếu là N2 (hình 3.4 B, C). Điều này cho thấy trong mẫu đối chứng khi không bổ sung nguồn dinh dưỡng để ổn định bùn dẫn đến mất cân bằng tỷ lệ C:N. Trong một số nghiên cứu cho thấy, các yếu tố ảnh hưởng đến phân hủy yếm khí là nguyên liệu đầu vào, nếu tỷ lệ C/N của nguyên liệu bằng 25/1 đến 30/1 là tối ưu cho quá trình xử lý [3]. Kết quả phân tích khí sinh học cho thấy trong 3 ngày đầu thành phần hỗn hợp khí sinh ra chưa đạt giá trị tiêu biểu của khí sinh học và nhiều biến động. Tuy nhiên, sang đến ngày 12 hiệu suất thu hồi khí CH4 đạt 45%, ổn định trong các ngày kế tiếp và đạt hiệu suất thu hồi cao nhất ở ngày thứ 45 là 59%. Việc gia tăng khí CH4 cũng diễn ra trong thời gian dài, điều này cần phải có quá trình tiền xử lý bùn hoạt tính trước khi đưa vào hệ thống nhằm mục đích tăng cường một lượng lớn quần thể vi sinh vật yếm khí giúp thúc đẩy quá trình phân hủy chất hữu cơ để sinh khí metan xảy ra nhanh hơn.
3.4. Đề xuất thành phần vi sinh vật trong các loại bùn kỵ khí
Cấu trúc quần xã vi sinh vật trong mẫu bùn hoạt tính được lấy từ đầu vào của mô hình UASB và được tiến hành kiểm tra một số đặc tính về khả năng phân hủy các hợp chất protein, xellulose, tinh bột, photpho hữu cơ của vi sinh vật trong nước thải. Kết quả cho thấy, các ngành Chloroflexi, Firmicutes, Bacteroidetes, Proteobacteria, Actinobacteria, Euyachaeota, và WWE1 (Waste Water of Evry 1) chiếm ưu thế trong các mẫu bùn kỵ khí. Kết quả này tương đồng với một số các nghiên cứu về sự xuất hiện thường xuyên của các ngành này trong bùn kỵ khí, trong số đó 4 ngành vi khuẩn Bacteroidetes, Chloroflexi, Firmicutes và Proteobacteria chiếm khoảng 63% tổng số của các ngành vi sinh vật tham gia vào con đường phân hủy chất hữu cơ thu khí metan [9].
Các vi khuẩn chiếm ưu thế trong các mẫu bùn hoạt tính khi bổ sung rỉ đường, trong đó ngành Firmicutes chứa 3 lớp Bacilli, Clostridia và Erysipelotrichi, trong đó 2 lớp Bacilli và Clostridia là những lớp chiếm số lượng lớn trong các mẫu bùn nghiên cứu. Vai trò của các lớp này trong con đường phân hủy kỵ khí là thủy phân và axít hóa chất hữu cơ. Chi Bacillus có hoạt động trao đổi chất trong quá trình phân hủy kỵ khí và có thể phân hủy các loại hợp chất hữu cơ khác nhau như protein, xellulose, tinh bột hoặc chất béo. Sự xuất hiện chi Bacillus trong hệ thống UASB có thể đóng vai trò trong việc hình thành các bông bùn do khả năng bám dính của chúng [7].
Sự thành công trong vận hành các mô hình kỵ khí ngoài việc cần một lượng lớn các cổ khuẩn sinh metan mà còn là sự phong phú về chủng loại. Đây là giai đoạn quan trọng trong quá trình chuyển hóa các hợp chất hữu cơ thành metan. Trong kết quả của một số nghiên cứu cho thấy bùn phân tán sau hoạt hóa chứa đầy đủ các nhóm chuyển hóa các hợp chất hữu cơ thành metan. Các nhóm chiếm ưu thế trong mẫu bùn này là chi Methanosaeta, chi Methanosarcina, chi Methanobacterium, loài Candidatus methanoregula và nhóm chưa nuôi cấy được Methanomicrobiales. Các loài thuộc chi Methanosaeta chỉ sử dụng axetat trong quá trình metan hóa [8]. Chi Methanosarcina có chức năng chuyển hóa cơ chất axetat, metanol, monomethylamin, dimethylamin, trimethylamin, H2/CO2 và CO thành metan. Các loài thuộc chi Methanobacterium chuyển hóa H2/CO2, format, alcohol và CO [8]. Nhóm chưa nuôi cấy được Methanomicrobiales và loài Ca. methanoregula sử dụng H2/CO2 và format.
Quá trình nghiên cứu cho thấy, khi bổ sung rỉ đường, chi Methanosaeta và Methanobacterium chiếm ưu thế với số lượng vượt trội, trong một số các nghiên cứu cho thấy chi Methanobacterium thường xuất hiện bên cạnh chi Methanosaeta khi trong hệ thống xảy ra sự chuyển hóa mạnh mẽ axetat đến metan [10]. Nếu các loài thuộc chi này không sống sót trong hệ thống do thiếu hụt hydro có thể ảnh hưởng đến quá trình tạo hạt bùn [5].
Qua quá trình phân tích về khả năng tồn tại của các loài vi sinh vật chiếm ưu thế có vai trò quyết định đến từng giai đoạn của quá trình thủy phân và lên men yếm khí, có thể đề xuất vài trò của các vi sinh vật tham gia vào mô hình phân hủy kỵ khí để sinh khí sinh học như sau:
|
|
|
Hình 3.6. Đề xuất vai trò của các vi sinh vật trong mô hình phân hủy kỵ khí 1. Giai đoạn thủy phân: Bacteroidales, Clostridiacea Corynebacterium, A. johnsonii, Anaerolinceae 2. Giai đoạn lên men axit: Bacteroidales, Syntrophomonadaceae, Bacteroidales, Comamonas 3. Giai đoạn khí metan: Methanobacterium, Methanosaeta, Methanomicrobiales |
4. Kết luận
Kết quả nghiên cứu cho phép rút ra một số kết luận sau:
1. Đã nghiên cứu đặc tính của bùn thải và nước thải trước và sau khi xử lý biogas. Bùn thải tại các thời điểm lấy mẫu khác nhau đều mang tính ổn định về các thành phần pH, COD, TVS, T-N, T-P, TC, TS. Nước thải trước và sau xử lý biogas ngoài giá trị pH nằm trong tiêu chuẩn cho phép, còn lại các thông số khác đều vượt giá trị giới hạn cho phép của QCVN 62-MT:2016/BTNMT rất nhiều lần, cột B.
2. Đã nghiên cứu các điều kiện thích hợp cho khả năng ổn định và hình thành bùn hoạt tính:
- Bổ sung phế phụ phẩm rau quả và rỉ đường đã cung cấp dinh dương cho hệ vi sinh vật hoạt động trong mô hình, hiệu suất xử lý T-N, T-P, TS, TVS ở mẫu đối chứng đạt tương ứng 22,76%; 25,71%; 9,4%; 8,1% còn ở mẫu thí nghiệm đạt các giá trị tương ứng 52%; 57,38% 13,7% và 15,7%
- Mô hình được lên men liên tục trong 60 ngày ở nhiệt độ dao động từ 280C đến 320C đã cho thấy giá trị pH biến thiên theo đúng chu kỳ phát triển trong lên men yếm khí, COD và BOD5 trong nước thải đạt hiệu suất xử lý cao nhất tại tuần thứ 5 của mẫu thí nghiệm với giá trị tương ứng 60,4% và 57,6%.
3. Đã đánh giá được khả năng sản xuất khí sinh học trong hình thành bùn hoạt tính từ nước thải chăn nuôi lợn với thể tích khí sinh học cộng dồn trong 60 ngày là 79.947 ml, hiệu suất thu hồi khí CH4 đạt cao nhất sau 45 ngày lên men là 59%.
4. Từ nghiên cứu và các tài liệu thu thập đã đề xuất các quần thể vi sinh vật chủ yếu tham gia vào quá trình ổn định và hình thành bùn hoạt tính gồm các nhóm: Bacteroidales, Clostridiacea Corynebacterium, A. johnsonii, Anaerolinceae, Bacteroidales, Syntrophomonadaceae, Bacteroidales, Comamonas, Methanobacterium, Methanosaeta, Methanomicrobiales.
Có thể sử dụng mô hình xử lý sinh học dòng chảy ngược qua tầng bùn kỵ khí (UASB) kết hợp dòng chảy xuôi qua giá thể treo (DHS) để ổn định và hình thành bùn hoạt tính sinh khí CH4 từ nước thải chăn nuôi lợn.
Nguyễn Thị Phương Mai1*, Phạm Tuấn Anh1, Bùi Nguyễn Minh Thu2
1 Khoa Môi trường, Trường Đại học Tài nguyên và Môi trường Hà Nội
2 Trường Đại học Khoa học và Công nghệ Hà Nội
(Nguồn: Bài đăng trên Tạp chí Môi trường số Chuyên đề Tiếng Việt I/2021)
TÀI LIỆU THAM KHẢO
1. Appels L., Baeyens J., Degreve J., Dewil R., (2008), “Principles and potential of the anaerobic digestion of waste-activated sludge”, Progress in Energy and Combustion Science, 34, pp. 755-781
2. Cao Vũ Hương (2014), Nghiên cứu sự chuyển hóa một số yếu tố gây ô nhiễm trong quá trình ổn định bùn thải kết hợp rác hữu cơ bằng phương pháp lên men nóng, Luận án tiến sỹ, Trƣờng Đại học Khoa Hoc Tự nhiên – Đại học Quốc gia Hà nội.
3. Chongrak P., (1996), Organic Waste Recycling, WILEY, England
4. Conor Dennehy, Peadar G. Lawlor, Yan Jiang, Gillian E.Gardiner, Sihuang Xie, Long D. Nghiêm, Xinmin Zhan (2017). Greenhouse gas emissions from different pig manure management techniques: a critical analysis. Frontier Environment Science and Engineering, 11(3), 1-16.
5. Gavrilescu M (2002) Engineering concerns and new developments in anaerobic wastewater treatment. Clean Technologies and Environmental Policy, 3: p. 346– 362.
6. Gerardi M. H. (2003). The microbiology of anaerobic digesters. John Wiley & Sons, Inc.
7. Narihiro T, Terada T, Kikuchi K, Iguchi A, Ikeda M, Yahauchi T, Shiraishi K, Kamagata Y, Nakamura K, and Sekiguchi Y (2009) Comparative analysis of bacterial and archaeal communities in methanogenic sludge granules from upflow.
8. Nelson M.C, Morrison M, and Yu Z (2011) A metaanalysis of the microbial diversity observed in anaerobicdigesters. Bioresource technology, 102: p. 3730– 3739.
9. Nguyễn Thị Thanh (2016), Nghiên cứu quá trình tạo bùn hạt trong hệ thống UASB nhằm xử lý nước thải sơ chế mủ cao su, Luận án tiến sỹ, Trường Đại học Bách Khoa Hà Nội.
10. Steinfeld H, Gerber P, Wassenaar T, Castel V, Rosales M, De Haan C. (2006). Livestock’s Long Shadow: Environmental Issues and Options. Rome, Italy, Food and Agriculture Organization of the United Nations.
STUDY ON THE POSSIBILITY OF CREATING ACTIVATED SLUDGE FROM PIG FARMING WASTEWATER IN COMBINATION WITH COLLECTING CH4
Nguyen Thi Phuong Mai, Pham Tuan Anh
Falcuty of Environment, Hanoi University of Natural Resources and Environment
Bui Nguyen Minh Thu
Vietnam France University
Abstract
Study on the conditions to create natural activated sludge from pig farming wastewater combined with methane collection was implemented based on the combination of sludge of anaerobic digestion with vegetable by-products in Up-flow anaerobic sludge blanket reactor (UASB) and Down-flow hanging sponge reactor (DHS) at the determined rate with two experiment series as control and an experiment with the ratio of sludge of anaerobic digestion: by-products of vegetables and fruits of 100: 0; 50:50 during 60 days. Evaluation results showed that, the treatment efficiency of the total nitrogen reached 52%; total phosphorus reached 57.38%; total solids and total volatile solids reached 13.7% and 15.7%, respectively; treatment efficiency of COD reached 60.4%, BOD5 reached 57.6%. The amount of biogas collected was 79,947 ml in the experimental sample, CH4 achieved the highest collection efficiency on 45th day for the experimental sample of 59%. Methane gas from the studied process mainly involved groups of bacteria Bacteroidales, Clostridiacea Corynebacterium, A. johnsonii, Anaerolinceae, Bacteroidales, Syntrophomonadaceae, Bacteroidales, Comamonas, Methanobacterium, Methanosaeta, Methanomicrobiales.
Keywords: Activated sludge, by-products, pig farming wastewater, biogas.
