Luận văn đi sâu nghiên cứu công nghệ phân huỷ kỵ khí bùn thải trên thế giới và ở Việt Nam, trong đó khoanh vùng khu vực nghiên cứu thí điểm là nội thành Hà Nội để khảo sát hiện trạng quản lý, xử lý bùn, phân tích tính chất, đặc điểm bùn và xây dựng, đánh giá một số mô hình ủ kỵ khí bùn thải lấy từ khu vực nghiên cứu. Mời các bạn cùng tham khảo!
Người hướng dẫn khoa học: PGS.TS Nguyễn Mạnh Khải
LỜI CẢM ƠN
Sau một thời gian nghiên cứu, tôi đã hoàn thành luận văn tốt nghiệp của mình
với đề tài: “ Nghiên cứu khả năng thu hồi khí sinh học từ bùn thải đô thị”. Trong quá
trình thực hiện luận văn, tôi đã nhận được sự giúp đỡ quý báu của các thầy cô và bạn
bè.
Trước hết, tôi xin chân thành cảm ơn tới PGS.TS Nguyễn Mạnh Khải đã trực
tiếp hướng dẫn và tạo mọi điều kiện thuận lợi cho tôi hoàn thành tốt luận văn này.
Tôi xin gửi lời cảm ơn tới các thầy, các cô trong Khoa Môi trường – Trường
Đại học Khoa học Tự nhiên Hà Nội đã giúp đỡ và bồi dưỡng cho tôi những kiến thức
quý báu trong suốt quá trình học tập tại trường Khoa học Tự nhiên Hà Nội.
Tôi xin cảm ơn đề tài Nhiệm vụ bảo vệ Môi trường QMT.12.03 do PGS.TS.
Trần Văn Quy chủ trì đã tài trợ kinh phí để tôi thực hiện luận văn này.
Cuối cùng, tôi xin bày tỏ lòng biết ơn đến gia đình, bạn bè và đồng nghiệp đã
luôn ở bên tôi, động viên và khích lệ tôi trong suốt quá trình học tập, nghiên cứu.
Hà Nội, ngày ..........tháng.......năm..........
Bùi Thị Thủy
MỤC LỤC
DANH MỤC BẢNG
Bảng 1 : Bảng giá trị trung bình các thành phần trong bùn tại 7 Bang (Mỹ) ............. 6 Bảng 2: Quy định của US-EPA đối với bùn thải tùy theo mục đích sử dụng............. 9 Bảng 3: Đề xuất tiêu chuẩn của EU về hàm lượng của các hợp chất hữu cơ đối với bùn thải áp dụng cho nông nghiệp ............................................................................. 10 Bảng 4: Đề xuất tiêu chuẩn của EU về hàm lượng các kim loại nặng đối với bùn thải áp dụng cho nông nghiệp ........................................................................................... 10 Bảng 5: Giá trị giới hạn của một số kim loại trong bùn theo tiêu chuẩn một số nước trên thế giới ................................................................................................................ 11 Bảng 6: Giá trị giới hạn của một số vi sinh vật trong bùn theo tiêu chuẩn một số nước trên thế giới ....................................................................................................... 13 Bảng 7: Hàm lượng tuyệt đối cơ sở (H) của các thông số trong bùn thải................. 14 Bảng 8: Thành phần chính của biogas ...................................................................... 20 Bảng 9: Chất lượng biogas theo các nguồn nguyên liệu đầu vào ............................. 21 Bảng 10: Tổng kết quá trình phân giải kỵ khí........................................................... 22 Bảng 11: Sản lượng khí thu được từ phân hủy các chất thông thường.................... 27 Bảng 12: Các phương pháp phân tích mẫu ............................................................... 35 Bảng 13: Một số đặc điểm dinh dưỡng của bùn ....................................................... 43 Bảng 14: Số lượng vi sinh vật trong bùn thải ........................................................... 44 Bảng 15: Hàm lượng kim loại nặng trong bùn thải .................................................. 46 Bảng 16: Bảng giá trị các ngưỡng nguy hại đối với Zn, Cd, Cr, Ni theo hàm lượng tổng chất rắn ............................................................................................................... 47 Bảng 17: Các thông số đầu vào cho quá trình ủ........................................................ 49 Bảng 18: Thời gian đạt năng suất cực trị của các mẫu bùn ủ ................................... 58 Bảng 19: Hàm lượng các kim loại nặng trong các mẫu bùn thải sau ủ .................... 63 Bảng 20: Tổng kết một số kết quả nghiên cứu phân giải kỵ khí bùn thải đô thị ...... 65
DANH MỤC HÌNH
Hình 1: Công nghệ xử lý bùn thải điển hình.............................................................. 16 Hình 2: Bản đồ khu vực lấy mẫu ............................................................................... 34 Hình 3: Mô hình ủ bùn thải ........................................................................................ 36 Hình 4: Hàm lượng chất hữu cơ của bùn ................................................................... 42 Hình 5: Diễn biến lượng khí sinh ra theo thời gian ủ của mẫu bùn NMXLNT......... 51 Hình 6: Tổng lượng khí theo thời gian ủ của mẫu bùn NMXLNT............................ 52 Hình 7: Diễn biến lượng khí sinh ra theo thời gian ủ của mẫu bùn hồ ...................... 53 Hình 8: Tổng lượng khí theo thời gian ủ của mẫu bùn hồ ......................................... 54 Hình 9: Diễn biến lượng khí sinh ra theo thời gian ủ của mẫu bùn cống .................. 55 Hình 10: Tổng lượng khí theo thời gian ủ của mẫu bùn cống ................................... 56 Hình 11: Giá trị pH trước và sau ủ............................................................................. 59 Hình 12: Hàm lượng phần trăm TKN trước và sau ủ ................................................ 60 Hình 13: Hàm lượng phần trăm TOM trước và sau ủ................................................ 61 Hình 14: Sản lượng biogas theo khối lượng bùn tươi................................................ 66 Hình 15: Sản lượng biogas theo lượng chất hữu cơ................................................... 66
DANH MỤC CHỮ VIẾT TẮT
BNN BTNMT BYds BYfs CDM CTR CP DHV CR Dw EU HTXLNT MSS NRC
QCVN QĐ TCCP TCVN TNHH NN US - EPA MTV
UWWTD
Bộ Nông nghiệp Bộ Tài nguyên Môi trường Năng suất biogas theo lượng phân giải vật chất hữu cơ Năng suất biogas theo khối lượng bùn tươi Clean Development Mechanism - Cơ chế phát triển sạch Chất thải rắn Chế phẩm Thành viên tổ chức quốc tế về kỹ thuật Trung & Đông Âu Dry weight – Khối lượng khô European Union - Liên minh Châu Âu Hệ thống xử lý nước thải Municipal sewage sludge – Bùn thải đô thị United States National Research Council - Hội đồng Nghiên cứu Quốc gia Hoa Kỳ Quy chuẩn Việt Nam Quyết định Tiêu chuẩn cho phép Tiêu chuẩn Việt Nam Trách nhiệm hữu hạn Nhà nước một thành viên US Environmental Protection Agency - Cơ Quan Bảo Vệ Môi Sinh Hoa Kỳ Urban Waste Water Treatment Directive - Chỉ thị về xử lý nước thải đô thị Tổ chức Y tế Thế giới WHO
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
MỞ ĐẦU
Bùn thải đô thị phát sinh ngày càng nhiều đang là vấn đề đáng quan tâm, đặc
biệt với đô thị của các nước đang phát triển. Các trầm tích sông hồ, bùn đáy trong
hệ thống kênh rạch – cống rãnh, bùn thải từ các nhà máy xử lý nước cấp, nước thải
sinh hoạt, bùn thải phát sinh từ hệ thống xử lý nước thải của các nhà máy, các cơ sở
công nghiệp và tiểu thủ công nghiệp có chứa nhiều thành phần chất ô nhiễm, bùn
thải từ hoạt động xây dựng... thải vào môi trường ngày càng nhiều cả về lượng và
thành phần.
Tại các thành phố lớn của nước ta hiện nay, mỗi ngày ước tính có hàng trăm
tấn bùn thải phát sinh từ hệ thống thoát nước thải sinh hoạt đô thị, công nghiệp, từ
các hoạt động nạo vét kênh rạch, các trạm/nhà máy xử lý nước cấp, các công trình
xây dựng… Nhu cầu của con người ngày càng phát triển kéo theo lượng chất thải
phát sinh ra hàng ngày càng tăng, thải vào hệ thống thoát nước và là nguồn tạo
thành bùn thải.
Bùn bao gồm chủ yếu là nước, khoáng chất và chất hữu cơ, ngoài ra bùn thải
có thể chứa các chất dễ bay hơi, gây bệnh sinh vật gây bệnh, vi khuẩn, kim loại
nặng, các ion vô cơ cùng với hóa chất độc hại từ chất thải công nghiệp, hóa chất gia
dụng và thuốc trừ sâu... gây nguy cơ ô nhiễm cho môi trường nếu không được xử lý
tốt.
Việc xử lý lượng bùn thải này còn nhiều bất cập, chưa có hướng giải quyết
triệt để. Ở Việt Nam, chỉ một phần rất nhỏ bùn thải được tái chế và sử dụng hợp lý.
Những biện pháp xử lý như chôn lấp không kiểm soát, ép khô, đổ bỏ tại các khu
vực xa dân cư, thải vào đại dương lại là những biện pháp không mấy có lợi và được
áp dụng chủ yếu.
Thực tế này đã thúc đẩy các nhà khoa học, những người làm công nghệ môi
trường tìm kiếm những công nghệ, cách thức mới trong việc xử lý bùn thải, việc
1
ứng dụng này cần thực hiện theo hướng tái sử dụng cao nhất để giảm phần nào
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
lượng bùn thải ra ngoài môi trường, vừa đảm bảo chất lượng xử lý vừa ứng dụng
hợp lý trong điều kiện nước ta.
Áp dụng các công nghệ sinh học trong xử bùn thải đã có nhiều bước tiến
mới, đặc biệt công nghệ xử lý kỵ khí với nhiều ưu điểm vượt trội so với xử lý hiếu
khí như làm tăng tải lượng xử lý của hệ thống, giảm diện tích mặt bằng để xây
dựng, giảm chi phí xây dựng, vận hành hệ thống, khối lượng bùn thải ra từ quá trình
xử lý kỵ khí là rất thấp, trong khi bùn lại được loại nước rất tốt. Phương pháp xử lý
kỵ khí còn có đặc điểm là tạo ra khí sinh học (biogas) nếu thu hồi và tận dụng tốt có
thể sử dụng làm năng lượng khiến quy trình sản xuất thân thiện với môi trường hơn
đồng thời hấp dẫn về mặt kinh tế. Do đó, việc thu hồi và tái sử dụng các lượng khí
thoát ra từ quá trình xử lý trên cần quan tâm đặc biệt để tránh gây ô nhiễm môi
trường và lãng phí lượng khí đốt sinh ra.
Xuất phát từ những lí do trên, tôi thực hiện đề tài: “Nghiên cứu khả năng
thu hồi khí sinh học từ bùn thải đô thị” với mục tiêu tìm giải pháp khả thi để thu
hồi và đánh giá sự thu hồi khí sinh học từ bùn thải đô thị. Luận văn sẽ đi sâu nghiên
cứu công nghệ phân hủy kỵ khí bùn thải trên thế giới và ở Việt Nam, trong đó
khoanh vùng khu vực nghiên cứu thí điểm là nội thành Hà Nội để khảo sát hiện
trạng quản lý, xử lý bùn, phân tích tính chất, đặc điểm bùn và xây dựng, đánh giá
một số mô hình ủ kỵ khí bùn thải lấy từ khu vực nghiên cứu.
Luận văn được hoàn thành sẽ cung cấp các giá trị thông tin bổ sung liên quan
đến bùn thải đô thị và thu hồi khí sinh học từ bùn thải đô thị. Kết quả của đề tài có
thể được phát triển để ứng dụng giải quyết các vấn đề còn tồn tại trong xử lý và tái
2
sử dụng bùn thải đô thị.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
CHƯƠNG 1: TỔNG QUAN
1.1. Tổng quan về bùn thải đô thị
1.1.1. Khái niệm bùn thải
Bùn thải được định nghĩa như sản phẩm thải cuối cùng hay là các vật chất
còn lại được tạo ra từ quá trình xử lý nước thải dân dụng và nước thải công nghiệp,
cũng có thể bao gồm cả quá trình xử lý nước sạch và một số quá trình khác. Bùn có
thể ở dạng rắn, hỗn hợp bán rắn, lỏng tùy theo công nghệ quy trình xử lý. Thuật ngữ
này đôi khi cũng được sử dụng như một thuật ngữ chung cho chất rắn được tách
biệt với huyền phù trong nước, hỗn hợp vật chất này thường chứa một lượng đáng
kể nước giữa các khoảng trống của các hạt rắn, có thành phần đồng nhất trong toàn
bộ thể tích, có kích thước hạt nhỏ hơn 2mm và có độ ẩm lớn hơn 70% [31].
Các quá trình xử lý nước thải dẫn đến việc tách các chất gây ô nhiễm và
chuyển chúng sang pha có thể tích nhỏ hơn (bùn). Như vậy sau quá trình xử lý và
làm sạch nước thải, nước sạch có thể được tái sử dụng lại còn bùn tạo thành sẽ được
thải đi. Xử lý bùn thải rất khó do lượng bùn lớn, thành phần khác nhau, độ ẩm cao
và bùn rất khó lọc. Giá thành xử lý và thải bùn chiếm khoảng 25 - 50% tổng giá
thành quản lý chất thải.
Bùn thải đô thị (MSS) : là bùn thải tạo ra từ các quá trình xử lý nước đô thị,
chủ yếu là nước thải sinh hoạt, kết hợp với một số loại nước thải khác. Có nhiều
dạng bùn phát sinh cùng với hoạt động của các đô thị hiện nay là bùn thải từ nhà
máy xử lý nước thải sinh hoạt, bùn bể tự hoại, bùn sông hồ, cống rãnh thoát nước,
có thể bao gồm cả bùn thải từ hoạt động công nghiệp trong khu vực đô thị [36].
Hiện nay khái niệm về “bùn thải” đã được xác định trong các văn bản pháp
luật Việt Nam theo quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về ngưỡng nguy hại đối với bùn
thải từ quá trình xử lý nước QCVN 50: 2013/BTNMT. Theo đó định nghĩa bùn thải
phát sinh từ quá trình xử lý nước là hỗn hợp các chất rắn, được tách, lắng, tích tụ và
3
thải ra từ quá trình xử lý nước [3].
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
1.1.2. Phân loại bùn thải
Người ta có thể phân loại bùn dựa vào nguồn gốc và thành phần của chúng.
Theo vào nguồn gốc của bùn, có thể phân loại bùn thành các loại như bùn thải từ
trạm / nhà máy xử lý nước thải sinh hoạt; bùn từ trạm / nhà máy xử lý nước thải
công nghiệp; bùn hệ thống thoát nước: bùn cống rãnh, kênh rạch, bùn nạo vét sông,
hồ; bùn hố ga, bể phốt... [4].Theo thành phần của bùn thải (phụ thuộc vào bản chất
ô nhiễm ban đầu của nước thải, bùn thải và phương pháp làm sạch (nếu có) như xử
lý vật lý, hoá lý, sinh học), có thể phân thành một số loại bùn chính như sau [26,
36]:
- Bùn hữu cơ ưa nước: Là loại bùn phổ biến nhất, có hàm lượng chất hữu cơ
cao, chất bay hơi có thể đạt đến 90% toàn bộ chất khô. Tính ưa nước của bùn do sự
có mặt của lượng lớn các chất keo ưa nước.
- Bùn vô cơ ưa nước: Bùn này có hàm lượng chất hữu cơ thấp, chứa hydroxyt
kim loại do quá trình xử lý sử dụng phương pháp hoá lý làm kết tủa ion kim loại có
trong nước xử lý (Al, Fe, Zn, Cr) hoặc do sử dụng kết bông vô cơ (muối ferreux
hoặc ferit, muối nhôm).
- Bùn chứa dầu: Trong bùn có một lượng dầu nhỏ hoặc mỡ khoáng chất (hoặc
động vật). Các chất này ở dạng nhũ hoặc hấp thụ các phần tử bùn ưa nước.
- Bùn vô cơ kị nước: Thành phần chủ yếu của bùn này là các chất vô cơ có
tính giữ nước thấp như cát, bùn phù sa, xỉ, muối đã kết tinh...
- Bùn vô cơ ưa nước – kị nước
- Bùn có sợi
1.1.3. Nguồn gốc của bùn thải
Bùn thải được phát sinh từ nhiều nguồn [4, 36]:
- Bùn thải từ hệ thống xử lý nước thải đô thị: Nước thải sinh hoạt đô thị được
chuyển tới các nhà máy xử lý nước thải sinh hoạt, qua các quy trình xử lý nước thải,
4
các vật chất rắn được tách biệt với huyền phù trong nước, tạo thành bùn.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
- Bùn thải từ hệ thống thoát nước: các chất thải lỏng, nước thải xuất phát từ
nhà vệ sinh, nhà bếp, bồn rửa và cống rãnh khu vực công nghiệp, nước mưa dư thừa
(có nghĩa là không hấp thụ bởi mặt đất) được thu thập, vận chuyển thông qua hệ
thống thoát nước thành phố là các cống rãnh, kênh rạch, sông hồ chảy tới nơi tiếp
nhận nước, bùn sinh ra từ quá trình này, là kết quả của các vật chất được nước thải
mang lắng đọng trong các hệ thống cống thoát và hoạt động của các vi sinh vật sống
trong các hệ thống này.
- Bùn thải từ hố ga, bể phốt: là chất thải và nước thải từ con người hoặc các
hoạt động hộ gia đình được thải ra chứa trong các hố ga bể phốt.
Ngoài ra còn một lượng bùn thải nhỏ phát sinh từ công nghiệp, xây dựng và một
số nguồn khác trong hoạt động và phát triển của đô thị.
1.1.4. Đặc điểm, tính chất của bùn thải
Hơn 60.000 chất và hợp chất đã được tìm thấy trong bùn thải và nước thải,
được đặc trưng bởi sáu nhóm chính: (1) hợp chất hữu cơ, (2) các thành phần có
chứa nitơ và phốt pho, (3) các chất ô nhiễm độc hại vô cơ và hữu cơ, (4) tác nhân
gây bệnh và các chất ô nhiễm vi sinh vật khác, (5) các hợp chất vô cơ, như silicat,
aluminat, các hợp chất có chứa canxi và magiê, và (6) nước [24, 26].
Stephen Lester (CHEJ) đã tổng hợp thông tin từ các nhà nghiên cứu Đại học
Cornell và Hiệp hội các kỹ sư xây dựng đã xác định rằng bùn thải có chứa các độc
tố sau đây:
- Polychlorinated biphenyls (PCBs).
- Clo thuốc trừ sâu bao gồm DDT, dieldrin, aldrin, endril, chlordane,
heptachlor, Lindane, mirex, kepone, 2,4,5-T, 2,4-D.
- Clo hóa các hợp chất như dioxin.
- Polynuclear hydrocacbon thơm.
- Kim loại nặng: arsenic, cadmium, chromium, chì và thủy ngân.
- Vi khuẩn, vi rút, động vật nguyên sinh, giun ký sinh và nấm.
5
- Các độc tố khác như: amiang, sản phẩm dầu mỏ, dung môi công nghiệp...
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Năm 2009, EPA công bố báo cáo quốc gia về nghiên cứu bùn nước thải, mà
các báo cáo về mức độ kim loại, hóa chất và các tài liệu khác có trong một mẫu
thống kê của cặn của nước thải [31]. EPA phân chia các chất ô nhiễm độc hại thành
hai loại chính: kim loại và hữu cơ. Một số điểm nổi bật bao gồm:
- Ag: 20 mg / kg bùn, một số cặn có hàm lượng đặc biệt cao có đến 200 mg
Ag / kg bùn, Ba: 500 mg / kg, trong khi Mg có mặt với tỷ lệ 1 g / kg bùn.
- Pb , As , Cr , và Cd với các hàm lượng khác nhau ước tính của EPA có mặt
với số lượng phát hiện trong 100% cặn của nước thải ở Mỹ.
- Mức độ cao của hợp chất hữu cơ, trong đó có thuốc trừ sâu, dung môi và
biphenyl đã polyclo hóa (PCBs) được phát hiện, với mức trung bình trong phạm vi
lên đến 1.000.000 mg / kg bùn.
Các loại bùn thải có thành phần, tính chất rất khác nhau, điều đó phụ thuộc
vào nguồn gốc của bùn thải. Nghiên cứu về đặc điểm, thành phần bùn thải tiến hành
trên 7 bang lớn của Mỹ theo nghiên cứu của Elliott, L.F và F.J.Stevenson (1977) kết
quả như sau:
Thông số
Hàm lượng (%)
Thông số
Hàm lượng (mg.kg-1)
OC
30,4
Al
4000
2,5
Cu
850
Tổng N + - N
0,13
Ni
190
NH4
0,019
Mn
200
NO3 – N
Tổng P
1,8
Zn
1800
Tổng S
1,1
Pb
650
K
0,24
Cr
910
Na
0,12
Cd
20
Ca
3,8
Hg
6
Mg
0,46
Fe
8000
6
Bảng 1 : Bảng giá trị trung bình các thành phần trong bùn tại 7 Bang (Mỹ)
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Cùng với những nghiên cứu độc lập khác đã ghi nhận trung bình bùn thải có
chứa khoảng 50 % chất hữu cơ và 1- 4% cacbon vô cơ. N hữu cơ và P vô cơ là
thành phần chủ yếu của N và P trong bùn. Cacbon hữu cơ và vô cơ hiện diện tương
đối ổn định trong thời gian lấy mẫu. Tuy nhiên, sự dao động lớn nhất đó chính là
thành phần vi sinh vật và các kim loại nặng như Cd, Zn, Cu, Ni, Pb, Hg trong bùn
thải (Sommers et al., 1976).
1.1.5. Tác động của bùn thải đến môi trường
Bùn được xác định bởi EPA như một chất gây ô nhiễm. Trong năm 2011,
EPA đưa một nghiên cứu tại Hội đồng Nghiên cứu Quốc gia Hoa Kỳ (NRC) để xác
định các nguy cơ tới sức khỏe của con người và sinh vật do bùn thải. Trong tài liệu
này, NRC đã chỉ ra rằng bùn thải chứa các chất có độc tính có thể làm tăng nguy cơ
tiềm ẩn đối với sức khỏe của con người, động vật và thực vật. Theo WHO (1981),
báo cáo về nguy cơ đối với sức khỏe đã xác định các vi sinh vật gây bệnh chủ yếu là
Salmonella và E.coli là mối quan tâm lớn nhất. Các nghiên cứu khác kết luận rằng
thực vật hấp thu một lượng lớn kim loại nặng và các chất ô nhiễm độc hại được lưu
giữ sản phẩm, sau đó được tiêu thụ bởi con người (Turek et al, 2005).
Bùn thải từ các nhà máy xử lý nước thải tuy được xử lý qua các quy trình
phức tạp, mức độ ô nhiễm giảm nhưng không loại bỏ hết được tác nhân gây bệnh và
các chất nguy hại ở mức độ thấp của các thành phần như PAHs, PCB, dioxin, kim
loại nặng.
Bùn thải tác động đến sức khỏe con người có thể được chia thành ảnh hưởng
nhìn thấy ngay sau khi tiếp xúc (như: mùi hôi, nhiễm trùng do hít/ nuốt vi khuẩn)
hoặc phát sinh do tiếp xúc dài hạn (tiếp xúc với kim loại phát tán từ quá trình xử lý
bùn), ảnh hưởng từ từ, không thấy ngay được hậu quả. Những người có nguy cơ bị
ảnh hưởng nhiều nhất là người thường xuyên tiếp xúc với bùn thải như nhân viên
xử lý nước thải, công nhân nạo vét bùn, công nhân tại các cơ sở ủ phân, nông dân
7
canh tác trên đất từ bùn thải và các hộ gia đình có sự tiếp xúc [37, 49].
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Ở Việt Nam, hiện nay chưa có thống kê cụ thể về những tác hại của bùn thải
đối với môi trường.Tuy nhiên, trên thực tế với lượng bùn thải lớn được nạo hút từ
hệ thống cống rãnh thoát nước thải ra môi trường gây hậu quả nghiêm trọng. Bùn
thải từ hệ thống thoát nước và từ các nhà máy xử lý nước thải được xử lý sơ bộ
hoặc không được xử lý, vận chuyển tới các bãi chôn lấp hoặc được đổ tại các địa
điểm không xác định, ảnh hưởng đến môi trường xung quanh, gây ô nhiễm không
khí và nhất là thẩm thấu làm ô nhiễm nguồn nước ngầm, nước mặt dẫn đến chất
luợng nguồn nuớc bị suy giảm.
Các tác động tiềm tàng của bùn thải đến môi trường có thể kể đến bao gồm:
- Gây ô nhiễm nước ngầm: Trong thành phần bùn nạo vét có chứa một lượng
nước khá lớn, vào mùa khô lượng nước này không đủ để thấm đến tầng nước ngầm
và dễ dàng bốc hơi. Tuy nhiên, vào mùa mưa có thể hòa trộn các chất độc hại có
trong bùn và thấm xuống mạch nước ngầm, làm ô nhiễm nước ngầm.
- Gây ô nhiễm nước mặt: Giữa môi trường bùn lắng và môi trường nước có
một cân bằng nhất định, khi tính chất môi trường thay đổi, các chất ô nhiễm tích trữ
trong bùn lắng có thể hòa trộn trở lại trong nước gây ô nhiễm nước.
- Gây ô nhiễm không khí: Quá trình phân hủy kị khí của bùn sẽ tạo ra các khí
có mùi như H2S, CH4, NH3… gây hiệu ứng nhà kính và ảnh hưởng đến con người.
- Gây ô nhiễm môi trường đất: Ô nhiễm đất chủ yếu gây ra bởi các thành phần
độc hại có trong bùn với nồng độ cao, bao gồm chất hữu cơ, các kim loại nặng và cả
những chất khó phân hủy như bao nylon, lon sắt trong bùn nạo vét sẽ gây ô nhiễm
đất và khó khắc phục.
- Tác động đến hệ sinh thái: Làm mất mỹ quan đô thị, ảnh hưởng đến thủy
sinh sống trong nước.
- Tích lũy sinh học: bùn đáy là môi trường sống của hàng nghìn loài sinh vật,
vi sinh vật…và thông qua chuỗi thức ăn, các thành phần chất độc hại trong bùn như
8
kim loại nặng có thể tác động đến các động vật bậc cao hơn trong đó có con người.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
1.1.6. Quy chuẩn, tiêu chuẩn về bùn thải và quy định quản lý bùn thải
cầu của Đạo luật nước sạch sửa đổi năm 1987, EPA phát triển các quy định, các tiêu
chuẩn cho việc xử dụng hoặc xử lý bùn thải và cho tới nay thường xuyên có sự bổ
sung, cải tiến theo từng năm, chất lượng bùn thải sau xử lý được quản lý nghiêm
ngặt theo tiêu chuẩn đề ra, phù hợp với từng mục đích sử dụng bùn thải [47].
Châu Âu cũng đã đưa ra các tiêu chuẩn chung có đề cập tới quản lý xử lý đối
với bùn thải, sử dụng trong nông nghiệp (CEC, 1986), đổ thải, chôn lấp
(CEC,1999), tiêu hủy, đốt (CEC, 2000), mỗi quốc gia thành viên có nghĩa vụ đáp
ứng bằng các quy định cụ thể trong pháp luật quốc gia [31].
1.1.6.1. Quy định của US EPA [47]
Quy định của US EPA (Mục 40 của Bộ luật liên bang [CFR], Phần 503) đối
với bùn thải sử dụng cho các mục đích như áp dụng cho nông nghiệp, chôn lấp hay
thiêu đốt được quy định chi tiết trong bảng 2:
Yếu tố
Giới hạn nồng độ trần
Giới hạn nồng
Giới hạn nồng độ
áp dụng cho nông nghiệp
độ cho chôn
CCL (mg/kg) 75
lấp (mg/kg) 73
cho thiêu đốt (µg/m3) 0,023
As
0,057
Cd
85
-
Cu
4300
-
-
Pb
840
-
-
Ag
57
-
-
Mo
75
-
-
Ni
420
2,0
420
Se
100
-
-
Zn
7500
-
-
Cr
-
-
600
9
Bảng 2: Quy định của US-EPA đối với bùn thải tùy theo mục đích sử dụng
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
1.1.6.2. Đề xuất tiêu chuẩn của EU [23]
- Đối với các hợp chất hữu cơ: Đề xuất tiêu chuẩn của EU về hàm lượng trung
bình và hàm lượng tối đa các hợp chất hữu cơ mà bùn thải được áp dụng vào nông
nghiệp đối với các hợp chất hữu cơ được trình bày trong bảng 3:
Hàm lượng trung bình
Đề xuất tối đa
Hợp chất hữu cơ
(mg/kg)
(mg/kg)
Các chất hữu cơ halogen (AOX)
200[1]
500
Liner alkylbenzen sulfonate (LAS)
6500
2600
Di(2-ethylhexyl)phthalate (DEHP)
20 – 60
100
Nonylphenol and ethoxylates (NPE)
26 (UK: 330 – 640)
50
Hydrocarbon thơm đa vòng (PAH)
0.5 – 27.8
6
Polychlorinated biphenyls (PCB)
0.09
0.8
Polychlorinateddibenzo-dioxins
36[2]
100[2]
and furans (PCDD/Fs)
[1] Chỉ đối với bùn ở Đức [2] Đơn vị: ng/kg TEQ (lượng độc hại tương đương)
Bảng 3: Đề xuất tiêu chuẩn của EU về hàm lượng của các hợp chất hữu cơ đối với bùn thải áp dụng cho nông nghiệp
- Đối với kim loại nặng: Đề xuất của EU về khoảng giá trị, hàm lượng tối đa
các kim loại nặng đối với bùn thải áp dụng vào nông nghiệp được trình bày trong
bảng 4:
86/278/EEC
Đề xuất tối đa
Yếu tố
Giá trị trung bình
(khoảng giá trị)
của EU
(mg/kg)
(mg/kg)
Zn
(mg/kg) 863[2]
2500 – 4000
2500
Cu
337
1000 – 17500
1000
10
Bảng 4: Đề xuất tiêu chuẩn của EU về hàm lượng các kim loại nặng đối với bùn thải áp dụng cho nông nghiệp
Ni
300 – 400
300
Cd
37 2.2[3]
20 – 40
10
Pb
750 – 1200
750
Cr
124 79[4]
_
1000
Hg
2.2
16 – 25
10
[1]Dữ liệu được báo cáo cho 13 quốc gia: Áo, Đan Mạch, Phần Lan, Pháp, Đức,Hy
Lạp (đại diện là HTXLNT Athens), Ireland, Luxembourg, Na Uy, Ba Lan, Thụy Điển, Hà
Lan và Anh.
[2]Không bao gồm Ba Lan và Hy Lạp (Athena WWTS). Zn trung bình trong bùn Ba
Lan và bùn từ HTXLNT Athens tương ứng là 3641 và 2752 mg/kg. Giá trị trung bình của
châu Âu bao gồm cả Ba Lan và Hy Lạp là 1222 mg Zn/kg.
[3]Không bao gồm Ba Lan, giá trị trung bình của Cd trong bùn Ba Lan là 9.9 mg/kg.
Giá trị trung bình của châu Âu bao gồm Ba Lan là 2.8 mg Cd/kg.
[4]Không bao gồm Hy Lạp, giá trị trung bình của Cr trong bùn từ HTXLNT Athens
là 886 mg/kg. Giá trị trung bình của châu Âu bao gồm Hy Lạp là 141 mg Cr/kg.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
1.1.6.3. Quy định của một số nước trên thế giới [29, 31]
Giá trị giới hạn của kim loại nặng trong bùn theo quy định của một số quốc
gia được trình bày trong bảng dưới đây. Trong đó, hầu hết các giá trị giới hạn thấp
hơn nhiều so với yêu cầu của Quy định 86/278/EEC.
Cd
Cr
Cu
Hg
Ni
Pb
Zn
As
Nước
(mg/kg)
Austria
(mg/kg) 2a 10b 10c 4d 10e
(mg/kg) 50a 500b 500c 300d 500e
(mg/kg) 300a 500b 500c 500d 500e
(mg/kg) 2a 10b 10c 4d 10e
(mg/kg) 25a 100b 100c 100d 100e
(mg/kg) 100a 400b 500c 150d 500e
(mg/kg) 1500a 2000b 2000c 1800d 2000e
20e
0.7 –
70 –
70 –
0.4 –
25 –
45 –
200 –
11
Bảng 5: Giá trị giới hạn của một số kim loại trong bùn theo tiêu chuẩn một số nước trên thế giới (mg/kg)
2,5f
100f
300f
2.5f
80f
150f
1800f
_
300
600
100
1500
Phần Lan
2 1g
150 100g
_
3 1.5g 20h
Pháp
1000
1000
10
200
800
3000
_
10
Đức
8
200
900
2500
900
800
_
20 –
1000
16 - 25
300 -
750 -
2500 –
500
40
Hy Lạp
400
1200
4000
-
1750
_
20
Ai-len
_
1000
16
300
750
2500
_
20
Italy
_
1000
10
300
750
2500
_
20 -
1000 -
1000
16 - 25
300 -
750 -
2500 –
Luxembourg
40
1750
-
400
1200
4000
1750
_
Hà Lan
1.25
75
75
0.75
30
100
300
_
Bồ Đào
20
1000
1000
16
300
750
2500
Nha
_
2
Thụy Điển
100
600
2.5
50
100
800
_
_
UK
_
_
_
_
_
_
_
20
Latvia
2000
1000
160
300
750
2500
_
10
Ba Lan
500
800
5
100
500
2500
a Lower Austria (cấp II) b Upper Austria c Vorarlberg d Steiermark e Carinthia f Những giá trị này giảm xuống còn 125 (Cu) và 300 (Zn) từ ngày 31/12/2007. g Mục tiêu giá trị giới hạn cho năm 1998. h 15 mg/kg chất khô từ tháng 1/2001 và 10 mg/kg từ ngày 1/1/2004.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Quy định 86/278/EEC không bao gồm các tiêu chuẩn cụ thể đối với vi sinh
12
vật trong bùn. Tuy nhiên để giảm thiểu rủi ro của vi sinh vật gây bệnh đối với sức
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
khỏe, một số quốc gia đã bổ sung thêm quy định giới hạn của một số vi sinh vật
trong tiêu chuẩn về chất lượng bùn thải.
Các vi sinh vật gây bệnh phổ biến nhất được quy định trong điều luật là vi
khuẩn Salmonella và Enterovirus. Các giá trị giới hạn này ở mỗi quốc gia là khác
nhau và được trình bày ở bảng dưới đây. Ngoài ra, theo quy định tại Ba Lan, bùn
không được sử dụng nếu chứa vi khuẩn Salmonella và các yếu tố gây bệnh khác.
Vi sinh vật khác
Salmonella
Enterovirus: 3 MPCN/10g
8 MPN/10g
Pháp
Trứng giun sán: 3 MPCN/10g
1000 MPN/g
Italy
Vi khuẩn đường ruột: 100/g
Luxembourg
-
Bùn không được sử dụng nếu chứa
Ký sinh trùng: 10/ kg
Ba Lan
Salmonella
Bùn không được sử dụng nếu chứa
Đan Mạch
Liên cầu khuẩn <100/g
Salmonella
Bảng 6: Giá trị giới hạn của một số vi sinh vật trong bùn theo tiêu chuẩn một số nước trên thế giới (mg/kg)
1.1.6.4. Tại Việt Nam
Bùn thải từ hệ thống xử lý nước thải được quản lý theo quy định về quản lý
chất thải rắn (từ điều 77 đến điều 80, Mục 3, Chương VIII, Luật Bảo vệ môi trường
năm 2005) [9].
Bùn thải có yếu tố nguy hại phải được quản lý theo quy định về chất thải
nguy hại (từ điều 70 đến điều 76, Mục 2, Chương VIII, Luật Bảo vệ môi trường)
[9].
Việt Nam đã ban hành quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về ngưỡng chất thải nguy
hại QCVN 07: 2009/BTNMT, trong đó có những quy định được áp dụng với bùn
thải. Hiện nay quy chuẩn riêng QCVN 50: 2013/BTNMT đã được ban hành theo
13
thông tư 32/2013/TT-BTNMT ngày 25/10/2013 của Bộ trưởng Bộ Tài nguyên và
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Môi trường, xây dựng dựa trên QCVN 07 : 2009/BTNMT, quy định ngưỡng nguy
hại của các thông số (trừ các thông số phóng xạ) trong bùn thải phát sinh từ quá
trình xử lý nước thải, nước cấp, làm cơ sở để phân loại và quản lý bùn thải [3].
Theo đó, ngưỡng nguy hại của bùn thải tính theo hàm lượng tuyệt đối (Htc,
ppm) xác định theo công thức sau: Htc = H.(1+19.T)/20
Trong đó: Htc : giá trị ngưỡng hàm lượng tuyệt đối (ngưỡng nguy hại của bùn
thải tính theo hàm lượng tuyệt đối)
H (ppm): giá trị hàm lượng tuyệt đối cơ sở quy định trong bảng 7
T: tỷ số giữa khối lượng thành phần chất khô trong mẫu bùn thải
trên tổng khối lượng mẫu bùn thải.
Hàm lượng
STT
Thông số
CTHH
tuyệt đối cơ sở
1
Asen
As
40
2
Bari
Ba
2.000
3
Bạc
Ag
100
4
Cadimi
Cd
10
5
Chì
Pb
300
6
Coban
Co
1.600
7
Kẽm
Zn
5.000
8
Niken
Ni
1.400
9
Selen
Se
20
10
Thủy ngân
4
11
Crôm IV
100
12
Tổng xyanua
590
13
Tổng dầu
Hg Cr6+ CN- -
1.000
14
Phenol
20.000
C6H5OH
15
Benzen
10
C6H6
a Áp dụng với tất cả các loại bùn thải từ các quá trình xử lý nước
14
Bảng 7: Hàm lượng tuyệt đối cơ sở (H) của các thông số trong bùn thảia
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
1.1.7. Công nghệ xử lý bùn thải đô thị
Một công nghệ xử lý bùn thải điển hình được đưa ra bao gồm đầy đủ các quy
trình trong công nghệ xử lý bùn hiện nay [6, 12, 27, 31, 36]. Tùy theo điều kiện
từng vùng và năng lực của từng khu vực, từng địa phương mà có những điều chỉnh
thích hợp.
Với một công nghệ xử lý bùn điển hình, bùn trước hết sẽ được xử lý sơ bộ
nhằm mục đích cho các tạp chất và chất có kích thước và khối lượng riêng lớn được
tách riêng, dung dịch chất lỏng sẽ giữ lại các chất hữu cơ, trở thành bùn nhão và có
nồng độ chất hữu cơ rất cao, kích thước nhỏ hơn và tiếp xúc được vi sinh vật dễ
dàng hơn. Sau khi xử lý sơ bộ, bùn được tiếp tục qua các công đoạn khác như nén
bùn, ổn định bùn, tạo điều kiện nhằm cải thiện tính chất vật lý, giảm khả năng phát
tán vào môi trường, giảm độ hòa tan của chất ô nhiễm và giảm tính nguy hại của
bùn trước khi đem đi tách nước. Hệ thống tách nước sẽ giúp giảm chi phí vận
chuyển bùn đến nơi thải bỏ, dễ xử lý và vận chuyển, tăng nhiệt năng của bùn nhờ
giảm hàm lượng nước trong bùn, giảm lượng vật liệu tạo độ rỗng trong quá trình ủ
compost, giảm sự phát sinh mùi và giảm sự hình thành nước rò rỉ. Cuối cùng bùn sẽ
được làm khô bằng nhiệt hoặc bằng các quá trình khác như làm compost, sấy trực
tiếp hay gián tiếp trước khi đem khử bằng nhiệt như đốt, khi bị phân hủy nhiệt, các
chất hữu cơ sẽ được khử độc tính và phá vỡ cấu trúc, thời gian xử lý nhanh, diện
15
tích công trình nhỏ gọn.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Hình 1: Công nghệ xử lý bùn thải điển hình
1.1.7.1. Nén bùn
Nén bùn là quá trình tách các hạt chất rắn khỏi nước bởi trọng lực, tuyển nổi,
hoặc ly tâm... Qua quá trình này, bùn lỏng sẽ lắng, nén lại ở đáy bể và được tháo ra
định kỳ, nước tách ra lại quay về tuần hoàn.
1.1.7.2. Ổn định bùn
- Phân hủy kỵ khí
Phân hủy kỵ khí là một trong những quá trình được sử dụng lâu đời nhất để
ổn định bùn thải. Phân hủy yếm khí là sự phân hủy của vật chất hữu cơ và vật chất
vô cơ (chủ yếu là sunphat) trong điều kiện thiếu oxy. Ứng dụng chính của phân hủy
yếm khí là trong quá trình ổn định bùn được cô đặc được tạo thành từ quá trình xử
16
lý nước thải công nghiệp và đô thị. Phân hủy yếm khí bùn thải đô thị trong nhiều
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
trường hợp có thể tạo ra khí phân hủy đủ để đáp ứng được hầu hết nhu cầu năng
lượng cho hoạt động của một nhà máy, cộng đồng dân cư tùy thuộc vào quy mô của
hệ thống phân hủy yếm khí.
Phân hủy kỵ khí bùn thải là phương pháp ổn định bùn thải và nó có thể giảm
thể tích, ổn định tính chất bùn thải. Phương pháp này cũng có khả năng làm giảm
lượng sinh vật gây bệnh trong bùn thải. Quá trình phân hủy các chất trong hệ thống
phân hủy kỵ khí có thể được chia ra làm nhiều bước. Quá trình phân hủy kỵ khí bùn
thải diễn ra trong thời gian dài và trong nhiệt độ tương đối ổn định, thông thường ở 350C trong thời gian 20 ngày để cho kết quả về khử khuẩn và tạo ra lượng metan tối
ưu. Công nghệ phân hủy kỵ khí có thể tận thu được lượng lớn khí metan, tuy nhiên
thời gian dài đòi hỏi lắp đặt, xây dựng hệ thống bể xử lý lớn, chất thải của hệ thống
này vẫn đòi hỏi công nghệ xử lý phù hợp như chôn lấp, hóa rắn hoặc tái sử dụng
làm phân bón.
- Phân hủy hiếu khí
Là quá trình công nghệ mà trong đó bùn thải được để trên thiết bị cấp khí.
Quá trình phân hủy diễn ra nhờ các vi sinh vật hiếu khí tham gia phân hủy chất hữu cơ và sinh ra nhiệt. Nhiệt độ của hệ phân hủy có thể lên đến 700C. Thông thường đối với xử lý hiếu khí bùn thải có thể nhiệt độ đạt đến 50 – 650C sau từ 5 - 6 ngày,
do vậy những vi khuẩn gây bệnh sẽ bị tiêu diệt. Chi phí vận hành cho xử lý hiếu khí
có thể cao gấp 5 - 10 lần so với hệ thống phân hủy kỵ khí nhưng thời gian được rút
ngắn hơn. Cũng tương tự như công nghệ phân hủy kỵ khí, chất thải sau quá trình
phân hủy hiếu khí vẫn đòi hỏi công nghệ phù hợp như chôn lấp, hóa rắn hoặc tái sử
dụng làm phân bón.
- Ổn định bùn thải bằng vôi bội
Nâng pH của bùn thải bằng vôi bột lên pH = 12 qua đó vi khuẩn có thể ở tình
trạng bị diệt khuẩn hoặc ngưng hoạt động. Với lượng vôi đủ lớn bùn thải sẽ được
giảm lượng nước (khô hơn) và các quá trình lên men sẽ ngưng lại trong thời gian
17
dài. Những vi khuẩn gây bệnh bị tiêu diệt rất hiệu quả nhờ tác dụng của vôi.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
- Phương pháp Pasteur
Bùn thải được làm nóng gia nhiệt trong thời gian 30 phút. Biện pháp này
nhằm diệt một số vi khuẩn gây bệnh thông thường và áp dụng để ổn định bùn thải
trước khi đổ thải hoặc chôn lấp. Bùn thải sau khi áp dụng phương pháp Pasteur dễ
dàng bị nhiễm khuẩn trở lại chỉ trong một khoảng thời gian ngắn.
1.1.7.3. Tách nước
Tách nước về đơn thuần chỉ làm giảm trọng lượng và độ ẩm của bùn thải,
tính chất về mặt hóa học của bùn thải hầu như ít thay đổi. Nó đơn thuần chỉ tạo điều
kiện lưu chứa và vận chuyển tốt hơn nhưng hầu như không hạn chế được các rủi ro
về bản chất trong quá trình tái sử dụng bùn thải. Cấu trúc và tỷ lệ độ ẩm cặn thu
được phải đáp ứng những yêu cầu của mục đích sử dụng cuối cùng đã chọn. Bùn
trước tách nước thường có độ ẩm 96 – 97%, sau xử lý có thể đạt độ ẩm 55- 75%
mức độ loại nước trước hết phụ thuộc vào loại bùn cần xử lý, nhưng cũng phụ thuộc
vào phương pháp điều hòa phù hợp, cũng như cơ năng sử dụng. Để giảm thể tích
bùn và loại nước có thể ứng dụng các công trình xử lý trong điều kiện tự nhiên như:
Sân phơi bùn, hồ chứa bùn, hoặc trong điều kiện nhân tạo: Thiết bị lọc chân không,
thiết bị lọc ép, thiết bị li tâm cặn...
1.1.7.4. Sấy khô bằng nhiệt và các quá trình khử nhiệt khác
Sấy khô sử dụng nhiệt làm bay hơi nước có trong các khoảng không gian
giữa các hạt rắn của bùn. Thiết bị sấy dạng ống, dạng khí nén, dạng băng tải.. Có
thể sấy khô từng phần (hàm lượng nước còn lại 30 - 10%) hay hầu như toàn bộ
(hàm lượng nước còn lại 5 - 10%), sau khi sấy độ ẩm còn 25 – 30% và cặn dạng hạt
dễ dàng vận chuyển.
Các công nghệ khử bằng nhiệt khác như thiêu đốt, khí hóa...
Thiêu đốt không những dẫn đến loại bỏ toàn bộ nước ở giữa các khoảng
trống của các hạt rắn mà còn đốt cháy các chất hữu cơ có trong bùn. Đó là phương
18
pháp thu được chất thải có khối lượng nhỏ nhất, tro chỉ gồm các chất vô cơ của bùn.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Sấy khô hay thiêu nói chung chỉ áp dụng cho bùn đã loại nước, vì loại bỏ nước bằng
cơ học rẻ hơn so với hóa hơi.
Đốt cháy đôi khi được coi như là công nghệ thu hồi năng lượng, tuy nhiên
điều này vẫn còn là vấn đề đang được tranh cãi bởi vì bùn thải ban đầu thường chứa
một lượng nước rất lớn, điều đó có nghĩa là để đạt được đến điều kiện bùn thải có
thể tự cháy được so với tình trạng chứa nước ban đầu là một khoảng cách quá lớn.
Ví dụ như để đảm bảo được có khả năng tự cháy, không cần cung cấp thêm nhiên
liệu với độ ẩm ban đầu là hết sức khó khăn. Làm khô bùn, làm mất nước hay bay
hơi nước bằng cách gia nhiệt sẽ tiêu tốn một lượng nhiên liệu lớn cho lò đốt. Một số
nơi khuyến khích sử dụng lò nung xi măng (nung clinker) để đốt bùn thải. Đốt bùn
thải có thể được xem là biện pháp xử lý bùn nhanh nhưng như đã đề cập là việc tiêu
hao quá lớn, đồng thời tạo ra khí thải chứa nhiều chất gây ô nhiễm môi trường, kim
loại nặng và các oxit kim loại trong thành phần tro cũng sẽ là nguồn chất thải thứ
sinh cần xử lý.
Sự khí hóa bùn thải là công nghệ cũng được áp dụng để xử lý bùn. Đó là quá
trình đốt cháy trong điều kiện oxy bị hạn chế, như vậy chất hữu cơ trong bùn thải
được chuyển đổi thành chất dễ bay hơi hydrocacbon, tương đương với nhiệt phân.
Khí hóa là công nghệ xử lý bùn thải có thể được dễ dàng chấp nhận hơn tiêu hủy
hay đốt. Tuy nhiên, kinh phí đầu tư cho công nghệ khí hóa rất tốn kém và công
nghệ khó được phổ biến chính bởi nguyên nhân kinh tế. Mỹ là nước đầu tiên áp
dụng công nghệ khí hóa nhưng ở quy mô hạn chế trong xử lý bùn thải và coi nó như
19
biện pháp thân thiện với môi trường.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
1.2. Tổng quan về khí sinh học
1.2.1. Định nghĩa về biogas [8, 13]
Biogas hay khí sinh học là sản phẩm của quá trình ủ biogas (biogasification).
Thành phần chính của Biogas là CH4 và CO2, còn lại là các chất khác như hơi
nước N2, O2, H2S, CO...
Do metan là thành phần chủ yếu nên khí sinh học là một loại khí cháy được.
Tùy thuộc vào công nghệ, nguyên liệu, thời gian phân hủy, nhiệt độ của môi trường
bao quanh, hàm lượng mêtan trong hỗn hợp khí dao động từ 60 – 70%. Theo Ngô
Sương Kế, 1981, thành phần chính của biogas một số nước như sau:
Nước sản xuất
Loại khí
Mỹ
Đức
Ấn Độ
54 – 70
53,8 – 62,0
35 - 70
CH4
27 – 45
37 – 44,7
28 – 55
CO2
5,3
1,0
1,0
N2
1 – 10
9,3
1 - 10
H2
CO
0,1
0,1
0,1
0,1
0,1
0,1
O2
Vết
Vết
Vết
H2S
Bảng 8: Thành phần chính của biogas
Khí sinh học cháy cho ngọn lửa màu xanh, 1 m3 khí sinh học cháy tái sinh
được một lượng nhiệt dao động từ 5200 – 5900 Kcal. Giá trị nhiệt lượng của khí
sinh học tính theo lượng metan trong hỗn hợp, trong khi lượng khí metan thu được
lại phụ thuộc vào chất lượng của nguyên liệu. Do đó giá trị nhiệt lượng của hỗn hợp
khí thu được từ các nguồn nguyên liệu khác nhau dao động tương đối lớn.
Tùy theo chất lượng các nguồn nguyên liệu đầu vào như phân gia súc, gia
cầm, rác hữu cơ, bùn thải... chất lượng biogas có sự khác nhau. Chất lượng biogas
theo các nguồn nguyên liệu đầu vào được ghi nhận trong bảng dưới đây (Ngô
20
Sương Kế, 1981).
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Nguồn nguyên liệu
Chất lượng khí (% metan)
Phân bò
65
Phân gia cầm
60
Phân lợn
65 - 70
Xác rau cỏ
60 – 70
Bùn cống thành phố
68
Bảng 9: Chất lượng biogas theo các nguồn nguyên liệu đầu vào
1.2.2. Công nghệ sản xuất biogas
1.2.2.1. Định nghĩa ủ biogas
Ủ biogas được định nghĩa là quá trình phân hủy sinh học các chất hữu cơ
có nguồn gốc sinh học dưới điều kiện kỵ khí (không có oxygen) với sản phẩm sinh
ra chủ yếu là mêtan và một số khí khác trong đó chủ yếu là CO2. Có hai đặc
trưng của quá trình này để phân biệt với các quá trình phân hủy sinh học khác
là “trong điều kiện kỵ khí” và “tạo ra CH4”. Công nghệ này còn có những thuật ngữ
đồng nghĩa như “lên men metan”, “sản xuất metan” và “phân hủy kỵ khí”, mặc dù
trên thực tế chúng có sự khác nhau ví dụ như “lên men metan” (methane
fermentation) nói đến quá trình lên men, tức là sự phân hủy để tạo ra metan; phân
hủy kỵ khí (anaerobic digestion) không nhất thiết có sự sản xuất metan. Tuy nhiên
ba thuật ngữ này được cho phép sử dụng bởi vì chúng phổ biến và đặc biệt vì
nhu cầu cần một thuật ngữ chính xác hơn.
1.2.2.2. Cơ sở lý thuyết của công nghệ sản xuất Biogas [8, 10, 11, 13]
Cơ sở lí thuyết của công nghệ sản xuất Biogas là dựa vào quả trình lên men
khí metan với sự tham gia của hàng trăm chủng loại vi khuẩn kỵ khí bắt buộc và kỵ
khí không bắt buộc. Các vi sinh vật này tiến hành hàng chục phản ứng hóa sinh học
để phân hủy và biến đổi các hợp chất hữu cơ phức tạp thành một loại khí cháy trong
đó CH4 là sản phẩm khí chủ yếu được gọi là khí sinh học.
Các nhóm vi sinh, hầu hết là vi khuẩn, đều tham gia vào việc chuyển hoá các
21
hợp chất hữu cơ cao phân tử phức hợp thành khí metan. Mặc dù có thể có sự hiện
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
diện của một số nấm và nguyên sinh động vật, nhưng rõ ràng vi khuẩn luôn vượt
trội về số lượng. Có bốn nhóm vi khuẩn liên quan đến việc chuyển hóa các chất
phức hợp thành những phân tử đơn giản như CH4 và CO2 là nhóm vi khuẩn thủy
phân, vi khuẩn acid hóa, vi khuẩn acetate hóa, vi khuẩn methane hóa. Những nhóm
vi khuẩn này hoạt động trong một mối quan hệ đồng bộ, nhóm này phải thực hiện
việc trao đổi chất của nó trước khi chuyển phần việc còn lại cho nhóm khác.
vsv
Phương trình phản ứng sinh hóa trong điều kiện kỵ khí:
Chất hữu cơ CH4 + CO2 + H2 + NH3 + H2S + Tế bào mới
Theo Nijaguna (2010), có thể tổng kết các giai đoạn, quá trình của sự phân
hủy kỵ khí theo bảng 10.
Bảng 10: Tổng kết quá trình phân giải kỵ khí
Nhiệt độ
Mesophilic:~ 350C
Nhiệt độ càng cao, chuyển hóa càng nhanh, < 550C
Thermophilic:~ 550C
pH
~ 6
4- 6
6,8 – 7,5
Môi trường
Ưa khí
Kỵ khí nghiêm ngặt
Chất ban đầu Đường phức
Đường đơn
Amino acid,
Acetate
tạp, protein,
giản
acid hữu cơ
chất béo
Vi sinh vật Vi khuẩn thủy
Vi khuẩn acid
Vi khuẩn
Vi khuẩn
phân
hóa
acetate hóa
methane hóa
Sản phẩm
Đường đơn
Amino acid,
Acetate
acid hữu cơ
giản
Khí sinh ra
CO2, H2
CO2, CH4, H2
CO2, CH4
CO2
22
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
- Giai đoạn 1: Thủy phân, cắt mạch các hợp chất cao phân tử
Ở giai đoạn 1, dưới tác dụng của enzyme hydrolaza do vi sinh vật tiết ra, các
chất hữu cơ phức tạp như chất béo, các hydrat cacbon (chủ yếu là xenluloza và tinh
bột), protein bị phân hủy và biến thành các hợp chất hữu cơ đơn giản dễ tan trong
nước như đường đơn, peptit, glyxerin, axit béo, axit amin vv… (các chất tan). Có
thể nói giai đoạn 1 là quá trình hòa tan của các chất hữu cơ phức tạp vào nước dưới
tác dụng của các enzyme do vi khuẩn tiết ra.
- Giai đoạn 2: Acid hóa
Ở giai đoạn 2, cũng dưới tác dụng của vi khuẩn sinh acid các chất nói trên sẽ
biến thành các acid hữu cơ có phân tử lượng nhỏ hơn (các axit axetic, axit
propionic, axit butyric vv…) các aldehyt alcol và một ít khí cacbonic, hydro,
ammoniac, nitơ...
Các quá trình chuyển hóa này được thực hiện bởi các vi khuẩn acid hóa và
sản phẩm được tạo thành nhiều nhất là acid béo bay hơi. Số lượng và thành phần
các acid béo bay hơi và các sản phẩm khác được tạo thành trong giai đoạn này phụ
thuộc rất nhiều ở thành phần hóa học nguyên liệu và phương pháp lên men.
Do các phản ứng thủy phân và các phản ứng oxy hóa khử xảy ra một cách
nhanh chóng và đồng bộ trong cùng một phase nên sự sắp xếp các phản ứng không
có sự tham gia của oxy nên trên chỉ có mang tính quy ước. Nhu cầu oxy sinh học
(Biological oxygene demand) của toàn bộ quá trình gần như bằng không. Do sinh
nhiều acid nên độ pH của môi trường có thể giảm mạnh.
- Giai đoạn 3: Acetate hóa
Các acid béo bay hơi sẽ chuyển thành acetate nhờ vi khuẩn acetate hóa và từ
đây sẽ chuyển tiếp thành CH4, CO2. Ngoài acetate ra, trong giai đoạn này, trong tế
23
bào tích lũy CO2, H2, methanol và ethanol.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
- Giai đoạn 4: Methane hóa
Giai đoạn 4 là giai đoạn sinh khí metan. Đây là giai đoạn quan trọng nhất của
toàn bộ quá trình. Dưới tác dụng của các vi khuẩn sinh khí metan các acid hữu cơ
và các hợp chất đơn giản khác biến thành khí metan, oxy, nitơ hydro sunfua,…
Sự phân chia quá trình lên men kỵ khí thành 4 giai đoạn thực sự chỉ mang
tính lý thuyết. Toàn bộ các quá trình hóa học của cả 4 giai đoạn hoạt động cùng 1
lúc và đồng bộ với nhau: sản phẩm sinh ra giai đoạn 1 sẽ được sử dụng hết ngay ở
giai đoạn 2, 3 và tiếp đó toàn bộ sản phẩm sinh ra ở giai đoạn 3 sẽ được vi khuẩn
metan hóa ở giai đoạn 4 sử dụng hết để tạo ra khí sinh học. Do đó , quá trình phân
hủy kỵ khí chủ yếu xảy ra ở 2 giai đoạn là giai đoạn acid hóa và giai đoạn metan
hóa.
1.2.2.3. Các yếu tố kiểm soát quá trình sản xuất biogas
Các yếu tố môi trường rất quan trọng trong quá trình phân hủy kỵ khí sản
xuất biogas [13]. Các yếu tố này bao gồm nhiệt độ, pH và đệm hệ thống, thời gian
lưu giữ, thành phần chất và sự sẵn có của các chất dinh dưỡng đầu vào, độ hòa tan
khí, sự cạnh tranh giữa các nhóm vi khuẩn tạo mêtan và nhóm giảm sulfate và sự
hiện diện của các thành phần độc hại trong quá trình. (Björnssonet al ., 2000;
Demirel and Yenigun, 2002; Rajeshwari et al ., 2000).
- Chất dinh dưỡng:
Cũng như các vi sinh vật khác, vi sinh vật phân giải kỵ khí đòi hỏi các chất
dinh dưỡng chính yếu bao gồm các hợp chất chứa cacbon, nito, photpho và một số
các nguyên tố vi lượng với một tỷ lệ thích hợp. Chất dinh dưỡng có ảnh hưởng đến
sự trưởng thành và phát triển của vi sinh vật, liên quan mật thiết đến quá trình phân
hủy các chất hữu cơ chứa trong chất thải. Chẳng hạn, nếu không đủ nitơ sẽ ảnh
hưởng tới sự hình thành các enzym thực hiện quá trình phân giải, nhưng nếu cung
cấp quá nhiều nito sẽ làm hạn chế sự phát triển của vi sinh vật có trong chất thải.
Việc cung cấp đầy đủ các chất dinh dưỡng cần thiết sẽ tạo cho bùn có tính lắng tốt
24
và hoạt tính cao, hoạt động tốt trong quá trình xử lý.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
- Nhiệt độ
Sự tạo thành mêtan được ghi nhận ở nhiều nhiệt độ khác nhau. Nhóm các vi
sinh vật kỵ khí có 3 vùng nhiệt độ thích hợp cho sự phân hủy các hợp chất hữu cơ
và ở mỗi vùng nhiệt độ sẽ thích hợp với mỗi nhóm vi sinh vật kỵ khí khác nhau.
Vùng nhiệt độ cao: 450C - 65 0C (thermophilic). Vùng nhiệt độ trung bình: 200C - 45 0C (mesophilic). Vùng nhiệt độ thấp: dưới 20 0C (psychrophilic).
Hai vùng nhiệt độ đầu thích hợp cho hoạt động của nhóm vi sinh vật lên men
metan, ở vùng nhiệt độ này lượng khí metan tạo thành cao. Đối với vùng nhiệt độ cao (450C - 65 0C), để duy trì nhiệt độ này cần thiết phải cung cấp thêm lượng nhiệt,
điều này sẽ gây tốn kém cho công trình, tính kinh tế của công trình xử lý sẽ bị hạn chế. Ở nước ta, nhiệt độ trung bình từ 200C - 32 0C sẽ thích hợp cho nhóm vi sinh
vật ở vùng nhiệt độ trung bình phát triển. Trong các qui trình xử lý nước thải, quá trình phân hủy yếm khí diễn ra ở phạm vi nhiệt độ ôn hoà từ 25 đến 400C, nhiệt độ tối ưu vào khoảng 350C, trong trường hợp này sẽ cho làm cho công suất hoạt động
cao hơn và dẫn đến tiêu diệt các vi khuẩn gây bệnh.
- Thời gian lưu
Thời gian lưu của nước thải tùy thuộc vào tính chất và điều kiện môi trường
của nó, phải đủ lâu để các vi khuẩn yếm khí thực hiện việc trao đổi chất trong bồn
phân hủy. Bồn phân hủy công nghệ mới có thời gian lưu ngắn hơn (1 đến 10 ngày),
thời gian lưu của các bồn phân hủy ở nhiệt độ thường và ở nhiệt độ cao là từ 25 đến
35 ngày nhưng có thể thấp hơn.
- Độ pH
Hầu hết các vi khuẩn tạo mêtan hoạt động trong phạm vi pH từ 6 đến 8, tối
ưu là từ 7,0 đến 7,2, sự phân hủy có thể thất bại nếu pH dưới mức 6,0. Vi khuẩn tạo
axít tạo ra những axít hữu cơ có khuynh hướng làm giảm độ pH trong bồn phản
25
ứng. Dưới điều kiện bình thường sự giảm pH này sẽ được giảm đi do chất đệm
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
(bicarbonate) tạo ra bởi nhóm vi khuẩn tạo mêtan. Trong những điều kiện môi
trường khắc nghiệt, khả năng tạo chất đệm có thể không xảy ra và cuối cùng làm
ngưng việc tạo ra mêtan.
- Chất độc
Rất nhiều loại chất độc chịu trách nhiệm về sự hoạt động không hiệu quả hay
xảy ra trong một hệ thống phân hủy yếm khí. Sự ngăn cản việc tạo ra khí mêtan
biểu hiện bằng lượng mêtan tạo ra giảm và nồng độ axít dễ bay hơi tăng. Qua quá
trình tìm hiểu đặc điểm sinh lý của các vi sinh vật tham gia xử lý nước thải bằng
phương pháp kỵ khí người ta nhận thấy một số yếu tố gây độc chính như sau:
Một số các hợp chất như CCl4 , CHCl3 , CH2Cl2...và các ion tự do của các
kim loại nặng có nồng độ ≥1 mg/l sẽ thể hiện tính độc đối với các vi sinh
vật kỵ khí.
Các hợp chất: formadehyde, SO2 , H2S với nồng độ 50 – 400 mg/l sẽ gây
độc đối với các vi sinh vật kỵ khí.
S2- được coi là tác nhân gây ức chế quá trình tạo metan. S2- làm kết tủa
các nguyên tố vi lượng như Fe, Ni, Co, Mo... do đó hạn chế sự phát triển
của vi sinh vật, đồng thời các electron giải phóng ra từ quá trình oxy hóa
các chất hữu cơ sử dụng cho quá trình sulfate hóa và làm giảm quá trình
sinh metan.
4 ở nồng độ 1,5 – 2 mg/l gây ức chế quá trình lên men
Các hợp chất NH+
metan.
1.2.3. Khả năng sinh khí từ quá trình ủ biogas
Khả năng sinh khí có vai trò cao nhất trong các thông số thông thường được
sử dụng để đánh giá hoạt động của vi khuẩn và giúp định hướng việc vận hành bể
ủ biogas. Cùng với thông số về thành phần của khí sinh ra, nó là thước đo hoạt
động của vi khuẩn metan. Sự kết hợp của hai thông số là thước đo hiệu suất
26
năng lượng thu được và chi phí thực tế.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Lượng khí thu được thường được biểu diễn trong ở dạng thể tích khí thu
được trên một đơn vị tổng khối lượng của chất rắn và của chất rắn bay hơi đã
đưa vào. Sản lượng khí thu được trên một đơn vị tổng chất rắn phụ thuộc cả vào
lượng chất rắn bay hơi trong tổng chất rắn và lượng chất rắn bay hơi (hữu cơ) biến
đổi thành khí. Lượng khí thu được trên một đơn vị chất rắn bay hơi có thể được thể
hiện ở dạng thể tích của khí thu được trên một đơn vị khối lượng chất rắn bay hơi
đã được đưa vào hay thể tích của khí trên một đơn vị khối lượng chất rắn bay
hơi đã phân hủy.
Thể tích khí trên một đơn vị chất bay hơi phụ thuộc vào cả thời gian lưu,
các điều kiện vận hành và vào tính chất ban đầu của chất thải. Ví dụ về sản lượng
khí thu được của các loại rác thải khác nhau được trình bày trong bảng 11 [36]:
Khí/đơn vị khối lượng của chất rắn
Vật liệu thô
Nhiệt độ (0C)
Lượng mêtan trong khí (%)
3 /kg) khô (m
Thời gian lưu (ngày)
- 58-60 58-61 64 - 55 - 55-60
0.2-0.33 0.46-0.56 0.49-0.76 0.37-0.61 0.5 0.32 0.38 0.31-0.35
11.1-31.1 32.6-50.6 32.6-32.9 15 - 45-50 20-26 35-40
55-60
15-30
- 9-30 10-15 10-20 29 11-20 21 15-30
Phân gia súc Phân gia cầm Phân heo Phân cừu Cỏ Tảo Phân người Rác đô thị
Bảng 11: Sản lượng khí thu được từ phân hủy các chất thông thường
Thông số để đánh giá mức độ tạo khí từ sự phân hủy một loại chất thải xác
định chỉ nên dựa trên cơ sở các dữ liệu thu được sau khi vi khuẩn phân hủy đạt
được những điều kiện ở trạng thái cân bằng. Lượng sản phẩm thu được trước trạng
thái cân bằng hay sau khi vượt quá trạng thái cân bằng đều nhỏ hơn lượng sản
phẩm tối đa có thể thu được.
Sự sử dụng của sản lượng khí sinh ra như một thông số không chỉ phụ
27
thuộc vào thể tích của khí sản xuất ra mà còn phụ thuộc vào thành phần của nó.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Trong hỗn hợp khí sinh ra, thành phần quan trọng là CO2 và CH4. CH4 có nhiều lợi
ích hơn và vì thế nó đóng vai trò quan trọng hơn. Hai yếu tố quyết định lượng CH4
sinh ra là cơ chất và số lượng vi khuẩn sinh metan, hay nói cách khác là mật độ và
cường độ hoạt động của vi khuẩn sinh methan. Nếu trong cơ chất cacbohydrat
chiếm ưu thế thì kết quả tạo ra tỉ lệ CO2 và CH4 là 1:1. Do đó 50% khí tạo ra là
CH4. Ngược lại, cơ chất có hợp chất nito cao thì khí tạo ra 65% CH4.
1.2.4. Lợi ích từ biogas [13, 14]
Năm 1884, nhà khoa học Pháp Louis Pasteurs đã nhận định: "Biogas sẽ là
nguồn nhiên liệu thay thế cho than đá trong tương lai". Nhưng tới khi khoa học kỹ
thuật phát triển như ngày nay, biogas mới bắt đầu được chú ý và hiện đang được coi
là một lời giải hoàn hảo cho bài toán kinh tế đồng thời cũng làm vừa lòng các nhà
hoạt động môi trường.
Công nghệ ủ khí biogas được ứng dụng để cung cấp năng lượng với nhiều
quy mô khác nhau, quy mô nhỏ cho hộ gia đình hay cho một khu vực và quy mô
lớn cho các nhà máy sản xuất.
Lợi ích về kinh tế: Khí biogas rất dễ cháy và có thể thay thế than củi, khí gas thông thường. Trên quy mô nhỏ, nếu một hộ xây công trình biogas cỡ 10 m3 sẽ cho
lượng khí đốt tương đương 1,5-2 bình gas 13kg, đủ để hộ xây dựng công trình khí
sinh học đun nấu cho sinh hoạt hàng ngày và có thể chạy bình nóng lạnh gas, thắp
sáng hoặc chạy máy nổ....Trên quy mô công nghiệp hay những cơ sở lớn, biogas
sản xuất ra có thể sử dụng để chạy máy phát điện dùng cho sinh hoạt của toàn cơ sở,
cung cấp toàn bộ năng lượng cho nhà máy sản xuất đó và còn có khả năng tạo ra
nguồn khí đốt, điện năng để bán ra thị trường.
Lợi ích về môi trường: Công nghệ biogas đem lại những lợi ích như giảm
khối lượng cơ chất sau ủ, giảm được mùi hôi, giảm mầm bệnh là các ký sinh trùng,
28
vi sinh vật gây bệnh.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Trong nông nghiệp, khi phân gia súc, gia cầm nạp vào bể nạp, một phần
chuyển hóa thành khí đốt, phần còn lại là nước và bã thải dùng để bón cho cây trồng
sẽ làm tăng năng suất cây trồng, hạn chế sâu bệnh và nâng cao độ phì của đất.
Ngoài ra công nghệ biogas góp phần giảm thải hiệu ứng nhà kính gây nên
biến đổi khí hậu do làm giảm cao nhất các khí gây hiệu ứng nhà kính đặc biệt là khí
mê tan phát sinh vào môi trường.
Lợi ích công nghệ khí sinh học rất đa dạng và phong phú, nếu mạnh dạn tiếp
cận công nghệ mới và ứng dụng vào cuộc sống thì sẽ giúp kinh tế phát triển tốt hơn,
kết hợp với việc bảo vệ môi trường một cách bền vững.
1.3. Nghiên cứu và ứng dụng thu hồi khí sinh học từ quá trình xử lý bùn thải
đô thị
1.3.1. Các nghiên cứu và ứng dụng trên thế giới
Các nghiên cứu công nghệ xử lý kỵ khí đã có một quá trình khá dài trong
lịch sử, từ các cách thức đơn giản như ủ ở điều kiện mesophilic xử lý nước thải,
chất thải công nông nghiệp đơn giản cho đến các ứng dụng mở rộng để xử lý các
chất thải phức tạp hơn, trong các điều kiện nhiệt cao (Van Lier et al., 2001; Lettinga
2001). Các ứng dụng này đang trong giai đoạn phát triển khác nhau, từ các công
nghệ đã được chứng minh và áp dụng rộng rãi (ví dụ như bể tự hoại và công nghệ
ổn định bùn), các công nghệ đang trong giai đoạn phát triển (ví dụ như sử dụng
trong khắc phục hậu quả chất thải nguy hại) [17].
Nghiên cứu khoa học vào quá trình phân hủy yếm khí bùn thải đô thị được
chú ý trong những năm 1930 khi các nhà khoa học đã hoàn thành nhiều nghiên cứu
dẫn đến một sự hiểu biết tốt hơn về các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình này [19].
Khả năng khí sinh học được sử dụng để sản xuất điện và các nguồn năng
lượng khác đã dẫn đến việc nghiên cứu hiện tại vào phát triển cách để cải thiện sản
xuất khí đốt từ phân hủy yếm khí và cho phép các nhà máy xử lý nước thải để giảm
29
bớt sự phụ thuộc của họ vào nguồn năng lượng bên ngoài. [18, 19].
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Trên thế giới, quá trình phân huỷ yếm khí của bùn thải được áp dụng chủ
yếu tại các nhà máy xử lý nước thải cỡ vừa và lớn. Tuy nhiên, cũng có sự quan tâm
phát triển được tiến hành trong các ứng dụng của các nhà máy xử lý kỵ khí cỡ nhỏ
hay các bãi chôn lấp có hệ thống thu hồi khí sinh học (Gomez et al., 2010 ).
Tại các bãi chôn lấp có hệ thống thu hồi khí sinh học này, bùn được ủ trong
các ô bao kín sẽ lên men, phân huỷ và sinh gas. Gas được thu gom bằng hệ thống
các giếng thu đứng và dẫn về trạm thu gas, rồi qua công đoạn tách nước. Gas sạch
thu được sẽ được dẫn đến máy chiết xuất và máy thổi khí nén trước khi được bơm
vào hệ thống động cơ nổ để chạy máy phát điện. Điện do các máy phát sản xuất ra
sẽ được dẫn đến máy biến thế, tăng điện áp lên sử dụng hay để hòa vào mạng lưới
điện quốc gia. Bùn sau ủ được tận dụng thu hồi nito, photpho hay các ứng dụng
khác.
Đại đa số các quá trình yếm khí bùn thải đô thị ứng dụng trong thực tiễn là
quá trình ưa nhiệt trung bình. Thời gian lưu bùn trong các bể phân huỷ yếm khí xấp
xỉ khoảng 20 ngày. Sản lượng khí sinh học phụ thuộc mạnh vào loại bùn và các
điều kiện hoạt động của bể. Sản xuất khí từ một hỗn hợp bùn thải (sinh học) sơ cấp và thứ cấp khoảng 1m3 khí/kg chất rắn hữu cơ bị phân huỷ sinh học. Cũng có thể phân huỷ bùn ưa nhiệt ở nhiệt độ khoảng 550C. So sánh với quá trình phân huỷ ưa
nhiệt trung bình, xử lý ưa nhiệt có một số thuận lợi, như có mức độ sản sinh khí cao
hơn, mức độ loại bỏ các tác nhân gây bệnh nhiều hơn và giảm được lượng chất rắn
hữu cơ nhiều hơn. Ngoài ra, thời gian lưu bùn trong bể phản ứng giảm. Với các
công nghệ phân huỷ tiêu chuẩn, chỉ 20-30% chất hữu cơ được khoáng hoá. Sản
lượng khí có thể tăng đáng kể bằng cách ứng dụng các bậc xử lý vật lý, hoá học,
nhiệt, cơ học hoặc tiền xử lý sinh học, như đốt nóng thuỷ nhiệt, đốt nóng bằng vi
sóng, xử lý siêu âm, sử dụng ozôn, sử dụng các enzym, sử dụng các vòi phun chất
lỏng, xử lý với NaOH, áp dụng các công nghệ tạo xung hiệu năng cao hoặc oxi hoá
ướt. Tiềm năng các quá trình xử lý khác nhau để tăng tốc độ phân huỷ sinh học kỵ
30
khí và để sản xuất một lượng khí sinh học nhiều hơn [20].
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Chỉ một phần các hợp chất hữu cơ độc hại được loại bỏ trong quá trình phân
huỷ kỵ khí. Bên cạnh các chất hữu cơ độc hại còn sót lại, bùn được xử lý vẫn còn
chứa các kim loại nặng, phốt phát hoà tan và các chất vô cơ. Để có được một giải
pháp hoàn chỉnh, xử lý bổ sung sẽ là cần thiết, ví dụ, bằng việc loại nước trong bùn,
đốt bánh bùn và xử lý bề mặt. Tuy nhiên, cũng phải nhận thấy rằng sau khi thu hồi
khí sinh học hàm lượng năng lượng của các phần còn lại là thấp (đốt cháy phần này
với mục đích thu hồi năng lượng trở nên kém hấp dẫn).
Phân hủy kỵ khí từ lâu đã được sử dụng để xử lý nước thải , chủ yếu là để
giảm khối lượng bùn và chi phí xử lý [20].
Ở Mỹ, theo quy định của luật pháp, nhà máy xử lý nước thải mà không xử lý
bùn trực tiếp trong nhà máy phải vận chuyển bùn thải sơ cấp của họ đến một cơ sở
để thiêu đốt hoặc ủ phân, kéo theo đó là các chi phí năng lượng đáng kể liên quan
đến vận chuyển và tiêu hủy nước thải bùn ngoại vi. Năm 2008, Tổ chức Nghiên cứu
môi trường nước của Mỹ ước tính các nhà máy xử lý nước thải tiêu thụ khoảng 21
tỷ kWh điện mỗi năm. Lên đến 30% chi phí tài chính của hoạt động một HTXLNT
được do xử lý chất rắn HTXLNT. Công nhận rằng khí mêtan có thể là một nguồn
quan trọng của năng lượng hữu ích là sự ghi nhận gần đây.
Tương tự, các nước châu Âu đã nhìn nhận được tiềm năng kinh tế và môi
trường của cách thức này, theo đánh giá tiềm năng khí sinh học sản xuất hàng năm ở châu Âu ước tính vượt quá 200 tỷ m3 (Lise et al., 2008). Công nghệ này được chú
ý và xâm nhập vào thị trường xử lý nước thải của Châu Âu trong khoảng năm 1995.
Trong năm 1995, công suất yếm khí chỉ chiếm không quá 5% tổng số khả năng xử
lý sinh học ở châu Âu nhưng điều này đã tăng đều trên toàn châu lục (De Baere,
2000). Đức, Hà Lan và Đan Mạch là những quốc gia đi đầu trong công nghệ xử lý
kỵ khí hiện đại với việc sử dụng tập trung, quy mô lớn các cơ sở vật chất như các
nhà máy hoạt động tập trung (Angelidaki et al., 2004). Ví dụ như ở Đức với khoảng 850 nhà máy khí sinh học (với công suất sản xuất khí từ 100 đến 4.000 m3). Tại
31
Anh, trước đây tỷ lệ ứng dụng bùn thải trong nông nghiệp lớn do nhu cầu đối với
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
phân bón và bởi sự gia tăng mạnh về giá phân bón khoáng sản, trong những năm
gần đây đã có một sự thúc đẩy lớn vào việc tăng sản lượng khí sinh học và khí sinh
học sử dụng (CHP và biomethane). Trong năm 2005, 64% bùn thải ở Anh là xử lý
bằng cách phân hủy yếm khí, đến năm 2015 con số này sẽ là 85% [35].
Cách thức sử dụng bùn này gần như điển hình cho một sự tiết kiệm hơn các
chi phí xả thải. Lượng tiết kiệm là cụ thể cho từng trường hợp, phụ thuộc nhiều yếu
tố, ví dụ: phụ thuộc vào chi phí xử lý bổ sung của bùn, liên quan tới khoảng cách xả
thải hay các vị trí nơi xử lý... Việc ứng dụng bùn thải có thể kéo theo yêu cầu thiết
kế nhiều hệ thống thiết bị đặc biệt, các khu vực lưu giữ và xây dựng cũng như bảo
trì đường bộ. Tuy nhiên, chi phí của việc tận dụng bùn thải là ít hơn so với chi phí
xả thải, ngay cả khi nhà máy xử lý phải trả một số hoặc tất cả các chi phí vận
chuyển và ứng dụng. Những nhà thiết kế và những nhà cung cấp hệ thống ủ biogas
đang kết hợp quá trình xử lý sơ bộ bùn thải, ủ biogas và kỹ thuật sản xuất compost
để giảm đồng thời khối lượng và tỉ lệ chất hữu cơ của bùn thải đưa đi chôn lấp.
Một số công nghệ đang được phát triển nhằm tăng sản lượng khí sinh học
trong bể phân hủy kỵ khí bằng cách sơ chế nguồn phân hủy hoặc bổ sung chất thải
ngoài. Ví dụ như qui trình Cambi (của công ty Cambi, Na Uy) thường được sử dụng
xử lý bùn thải hoạt tính, dùng áp suất cao (90 psi - pound/inch vuông) và nhiệt độ
cao (160-175º C) để phá màng tế bào, giải phóng tế bào chất (khối nguyên sinh bao
quanh nhân) dẫn đến phá hủy chất rắn và sinh ra khí sinh học nhiều hơn. Việc bổ
sung các nguyên liệu thải khác cũng có thể tăng sản lượng khí sinh học. Chất béo,
dầu, mỡ (FOG), chất thải thực phẩm có độ hữu cơ cao và dễ phân hủy, các nguyên
liệu này được nghiền thành hỗn hợp đồng nhất để đưa vào qui trình phân hủy.
Ngoài tiềm năng tăng năng lượng từ khí sinh học, việc sử dụng các nguyên liệu này
giúp giảm tải nhà máy xử lý nước thải, giảm tình trạng tắt nghẹt cống rãnh, giảm
chất thải đưa đến các bãi chôn (rác), và giảm khí thải nhà kính liên quan đến khâu
32
vận chuyển chất thải [18].
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
1.3.2. Các nghiên cứu ở Việt Nam và các vấn đề còn tồn tại
Việt Nam đã có những kinh nghiệm phong phú trong việc sử dụng khí sinh
học, chủ yếu ở các vùng nông thôn để xử lý phân và chất thải chăn nuôi, phần lớn
khí sinh học sản xuất được phục vụ nhu cầu thắp sáng, nấu ăn và sưởi. Với sự hỗ trợ
không ngừng của Chính phủ và các đối tác quốc tế, cùng với sự phát triển của
ngành chăn nuôi và vệ sinh nông thôn công nghệ khí sinh học đã phát triển nhanh
chóng [7]. Tuy nhiên, sản xuất khí sinh học từ bùn thải được xem là lĩnh vực mới
mẻ ở Việt Nam, mặc dù Việt Nam hiện đã có quan tâm và nghiên cứu hướng đi này
tuy nhiên việc ứng dụng còn nhiều hạn chế. Đặc biệt các nghiên cứu về ủ yếm khí
bùn thải đô thị còn chưa có nhiều, một số kết quả đạt được là những bước đầu, mở
ra những tiềm năng cho áp dụng vào thực tế như kết quả xử lý sinh học kỵ khí kết hợp bùn và rác hữu cơ ở chế độ lên men nóng 550C được thực hiện bởi nhóm
nghiên cứu của Viện Khoa học & Kỹ thuật Môi trường (Đại học Xây dựng), Viện
Kỹ thuật Nước thải (Đại học Kỹ thuật Tổng hợp Darmstadt) và Khoa Kỹ thuật Môi
trường (Đại học Tổng hợp Kitakyushu) hay những ứng dụng tổng hợp như tại nhà máy thu hồi khí phát điện tại bãi chôn lấp Gò Cát, trung bình 1m3 biogas có thể sản
xuất được 1,67kWh điện, 1 tấn CTR hữu cơ có thể tạo ra trên 300kWh điện...
Phân hủy yếm khí hiếm được sử dụng trong xử lý nước thải và bùn thải của
nước ta, những chú ý mới dừng ở một số nghiên cứu bước đầu, kết quả điều tra thực
tế cho thấy các nhà máy xử lý nước thải chưa có hệ thống ủ thu hồi khí sinh học,
bùn thải kênh rạch, bùn sông hồ sau khi nạo vét và bùn thải từ các nhà máy xử lý
nước thải của Việt Nam phần lớn được đổ trực tiếp tại các bãi đổ ở ngoại thành
thành phố mà chưa qua quá trình loại bỏ chất độc hại, tiềm ẩn nguy cơ ô nhiễm môi
trường, một phần rất nhỏ được ủ compost nhưng hiệu quả ứng dụng chưa cao. Sự
33
phát triển của công nghệ này ở nước ta vẫn còn phôi thai, mặc dù tiềm năng là có.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
CHƯƠNG 2: ĐỐI TƯỢNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
2.1. Đối tượng nghiên cứu
Nghiên cứu này được thực hiện trên đối tượng là các mẫu bùn thải đô thị trên
địa bàn Hà Nội. Các mẫu bùn thải được lấy từ hệ thống thoát nước thải sinh hoạt
trong nội thành thành phố Hà Nội và ở hai nhà máy xử lý nước thải Kim Liên và
nhà máy Yên Sở. Tổng số mẫu bùn được lấy và phân tích là 25 mẫu bao gồm:
- Bùn cặn từ cống ngầm.
- Bùn sau tách nước từ nhà máy xử lý nước thải sinh hoạt.
- Trầm tích đáy của sông Tô Lịch, sông Nhuệ và một số hồ trên địa bàn Hà
Nội
Thời gian lấy mẫu từ ngày 25/03/2013 đến 06/04/2013, vị trí các điểm lấy
mẫu được thể hiện trên bản đồ sau:
34
Hình 2: Bản đồ khu vực lấy mẫu
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Toàn bộ quá trình xử lý và phân tích mẫu được thực hiện tại Phòng thí
nghiệm Khoa Môi trường – Trường Đại học Khoa học Tự nhiên – Đại học Quốc gia
Hà Nội.
2.2. Phương pháp nghiên cứu
2.2.1 Thu thập, tổng hợp tài liệu thứ cấp
Thu thập, phân tích, tổng hợp tài liệu sẵn có liên quan đến đề tài nghiên cứu.
2.2.2 Điều tra, khảo sát thực địa
Làm việc với Sở Tài nguyên –Môi trường, Sở Xây dựng Hà Nội về khối
lượng bùn thải, thực trạng công tác quản lý, xử lý bùn, khảo sát thực tế trực tiếp một
số khu xử lý bùn thải của thành phố.
2.2.3 Lấy và xử lý mẫu
Tiêu chuẩn áp dụng lấy và xử lý mẫu theo ISO 5667-12 và TCVN 6663-13:
2000 (ISO 5667-13).
2.2.4 Các phương pháp nghiên cứu trong phòng thí nghiệm
2.2.2.1. Phân tích mẫu [5]
Các mẫu được phân tích theo các phương pháp tiêu chuẩn sau:
Bảng 12: Các phương pháp phân tích mẫu
Thông số Đơn vị Phương pháp
pH TCVN 6492 – 2011
Độ ẩm TCVN 4048 – 2011 %
N tổng TCVN 5987 – 1995 %
P tổng TCVN 6202 – 2008 %
Kim loại nặng TCVN 6496 – 1999 mg/kg
E.coli TCVN 7924-2 – 2008 CFU/g
Clostridium perfringens TCVN 4991 – 2005 CFU/g
35
Salmonella TCVN 4829 – 2005 CFU/g
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
2.2.2.2. Xây dựng mô hình ủ bùn thải
- Vật liệu làm mô hình: Mô hình gồm 2 bình thủy tinh kín, thể tích 2,5 L và 1
bình nhựa đong nước. Các bình được liên kết thông qua hệ thống ống dẫn khí bằng
thủy tinh và dây dẫn khí bằng nhựa, các mối nối được kiểm tra để đảm bảo không
rò khí ra ngoài. Bùn được ủ vào bình 1, bình 2 chứa đầy nước, bình 3 thu nhận
lượng nước bị khí đẩy ra từ bình 2.
Nước ra
Khí ra
Bùn
Nước
Bình 3: Bình đong nước
Bình 1:Bình ủ bùn
Bình 2: Bình nước
-
Hình 3: Mô hình ủ bùn thải
- Ba mẫu bùn trong tổng số 25 mẫu bùn sẽ được lựa chọn sử dụng cho mô
36
hình, đại diện cho các đối tượng bùn thải khác nhau như một mẫu bùn thải nhà máy
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
xử lý nước thải, một mẫu bùn trầm tích sông hồ, một mẫu bùn cống rãnh. Lượng
bùn đưa vào bình sẽ tương ứng thể tích 2,3 l / 2,5 l của bình.
- Việc bổ sung chế phẩm EM như một cách thức thúc đẩy hiệu quả của quá
trình phân hủy kỵ khí sẽ được đánh giá bằng cách so sánh hiệu quả ủ của bùn khi có
và không bổ sung chế phẩm. Mẫu chế phẩm EM được lấy từ Viện Công nghệ sinh
học – Đại học Quốc gia Hà Nội, là chế phẩm vi sinh vật hữu hiệu EM Bokashi kỵ
khí dưới dạng khô, lượng bổ sung là khoảng 1/100 khối lượng ủ.
- Thời gian ủ là 35 ngày, nhiệt độ trong quá trình ủ duy trì ≈ 300C
- Phương pháp thu và đánh giá thể tích khí sinh ra: Theo phương pháp đẩy
nước. Khí sinh ra từ bình 1 theo hệ thống dẫn khí sang bình 2. Tại bình 2, do có
trọng lượng riêng nhẹ hơn nước, khí sẽ chiếm phần thể tích phía trên của bình và
gây áp lực đẩy nước sang bình đong. Dựa trên lượng nước thu được từ bình 3 để
tính ra lượng khí thu được.
2.2.5 Phương pháp phân tích, xử lý số liệu
- Dựa vào kết quả phân tích các tính chất bùn và kết quả thu khí biogas để so
sánh đánh giá với các nghiên cứu trước đó.
- Các số liệu được trình bày trong phần kết quả nghiên cứu là kết quả trung
bình của các lần thí nghiệm lặp lại sau khi được xử lý thống kê, tính toán giá trị
37
trung bình, thực hiện trên Microsoft Excel 2010.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
CHƯƠNG 3: KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN
3.1. Kết quả khảo sát, nghiên cứu bùn thải và thực trạng quản lý, xử lý bùn
thải
3.1.1. Thực trạng quản lý, xử lý bùn thải tại Hà Nội [4]
Hệ thống thoát nước của Hà Nội là hệ thống thoát nước chung cho cả 3 loại
nước thải là nước thải sinh hoạt, nước thải công nghiệp và nước mưa thông qua hệ
thống cống pha trộn, gồm một hệ thống kết hợp các cống ngầm thoát nước ở các
khu cổ trước đây và một hệ thống kết hợp các cống thoát ngầm và các kênh mở ở
các vùng mới hiện nay. Do là hệ thống mà tất cả các loại nước thải được xả chung
vào một mạng lưới và dẫn đến công trình làm sạch, các thông số môi trường chính
lớn hơn nhiều lần so với quy chuẩn QCVN 08/2008/BTNMT như DO < 2 mg/l, + > TCCP 5 - 50 lần, COD, BOD > TCCP 2 -8 lần , Coliform > TCCP 38 - 360 NH4
lần, chất hoạt động bề mặt, dầu mỡ, phenol > TCCP gần chục lần. Hà Nội có các trạm xử lý nước thải chính là trạm xử lý Trúc Bạch, công suất 2.300 m3/ ngd, trạm xử lý Kim Liên công suất 3.700 m3/ngd, nhà máy xử lý nước thải Bắc Thăng Long – Vân Trì, công suất 42.000 m3/ngd. Tuy nhiên các nhà máy này chỉ đáp ứng chưa tới 10% trong tổng số hơn 600.000 m3 nước thải cần xử lý thải ra một ngày đêm của
cả thành phố, khối lượng nước thải còn lại được xả thẳng ra nguồn tiếp nhận. Mới đấy nhất, 8/2013, nhà máy xử lý nước thải Yên Sở, công suất 200.000m3/ngd, đi
vào hoạt động. Sau khi đưa vào vận hành nhà máy này cùng với ba nhà máy trước
đó là Kim Liên, Trúc Bạch, Bắc Thăng Long- Vân Trì sẽ xử lý được 35% lượng
nước thải của thành phố.
Tương ứng với hiện trạng thoát nước và xử lý nước thải hiện nay, vấn đề bùn
thải phát sinh từ hệ thống cống rãnh, kênh rạch và các sông thoát nước hay bùn thải
phát sinh từ các trạm, nhà máy xử lý nước thải là một vấn đề cấp bách, do quy mô
và cách thức, công nghệ xử lý đã không theo kịp với tốc độ đô thị hóa của Hà Nội.
38
Chất lượng bùn thải các hệ thống kênh rạch có quan hệ mật thiết với việc quản lý hệ
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
thống xả thải từ các khu công nghiệp, dân cư. Nếu quá trình xả thải này được quản
lý triệt để đảm bảo dòng thải đạt tiêu chuẩn xả thải thì chất lượng bùn thải sẽ được
cải thiện. Khi đó bùn thải không cần xử lý trước khi đem đi san lấp mặt bằng, cải
tạo đất hay làm phân bón.
Vấn đề quản lý bùn thải và xử lý bùn thải hiện nay ở Việt Nam vẫn còn thiếu
các quy định, đặc biệt là các kinh nghiệm quản lý, xử lý, tiêu chuẩn, quy chuẩn
trong lĩnh vực này. Hiện nay đã có sự phân cấp quản lý bùn thải và quá trình nạo
vét có phối hợp giữa các cấp:
- Ủy ban nhân dân thành phố Hà Nội kết hợp với các bộ, ngành liên quan (Bộ
Khoa học công nghệ và môi trường, Bộ Xây dựng, Bộ Tài chính.. ) để quản lý, quy
hoạch việc nạo vét, xử lý, đổ thải bùn.
- Phòng quản lý chất thải rắn thuộc Sở Tài nguyên và môi trường có trách
nhiệm quản lý lượng bùn thải phát sinh và xử lý dựa theo các văn bản pháp luật
được ban hành đồng thời cũng giám sát quá trình nạo vét bùn thải từ hệ thống thoát
nước, thu gom, vận chuyển và xử lý để kiểm soát việc thực hiện đúng theo quy trình
định sẵn của các đơn vị liên quan, đảm bảo an toàn vệ sinh môi trường.
- Công ty thoát nước đô thị thành phố Hà Nội kiểm soát lượng bùn thải nạo
vét, bảo đảm cho hệ thống thoát nước của thành phố hoạt động tốt, tránh ngập úng
gây ô nhiễm môi trường và ảnh hưởng đến sức khỏe cộng đồng, đồng thời cũng
chịu trách nhiệm giám sát quá trình vận chuyển, đảm bảo vận chuyển đủ và đến
đúng nơi xử lý.
Theo số liệu Công ty TNHH nhà nước MTV thoát nước Hà Nội thì hàng năm
đơn vị phải thu gom, xử lý một lượng bùn khá lớn bao gồm: bùn thải từ các nhà
máy xử lý nước thải trên địa bàn thành phố Hà Nội, bùn thải từ nạo vét sông hồ và
chiếm một lượng lớn đó là bùn thải từ nạo vét hệ thống thoát nước của toàn thành
phố. Quá trình nạo vét bùn kênh rạch và cống rãnh của thành phố được thực hiện
39
chủ yếu vào mùa khô (chiếm từ 95 – 99% kế hoạch nạo vét trong năm ). Theo đó,
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
đối với các kênh rạch, cống cấp 2, cấp 3 mỗi năm sẽ có từ 2 đến 3 đợt nạo vét tùy
theo tình hình ngập úng của từng khu vực do Công Ty Thoát Nước Đô Thị thực
hiện. Việc nạo vét bùn thải được giao khoáng cho các Xí Nghiệp Thoát Nước Đô
Thị trực thuộc công ty thực hiện. Ngoài ra, mỗi năm còn có những dự án cải tạo, mở
rộng kênh rạch cũng sinh ra một lượng lớn đang kể bùn thải được nạo vét.
Khối lượng bùn được thu gom, xử lý của năm được xây dựng trên cơ sở khối
lượng quản lý hệ thống tính đến ngày 31 tháng 12 năm trước, khối lượng bùn tồn
động trên hệ thống và các dự kiến phát sinh trên địa bàn so với năm trước đó.
Xét trong năm 2012, thực trạng khối lượng bùn phát sinh như sau:
- Khối lượng nạo vét:
Bao gồm các hạng mục cống ngầm thủ công – cơ giới, mương sông thủ công
Nạo vét bùn cống bao gồm: khối lượng nạo vét bùn cống, rãnh thủ công: 21.500 m3 và khối lượng nạo vét bùn cống ngầm cơ giới: 20.940 m3.
Nạo vét bùn mương, sông: 95.000 m3 Nạo vét bùn sông, hồ bằng cơ giới: 42.000 m3 Khối lượng nạo vét cống ngang: 16.050 m3.
– cơ giới, cống ngang thủ công với tổng khối lượng bùn nạo vét năm 2012 khoảng 195.490 m3. Cụ thể:
Mặt khác tại trạm cân điện tử được thực hiện tại bãi đổ bùn Yên Sở và Kiêu
Kỵ thì khối lượng bùn thải vận chuyển năm 2012 vào khoảng: 167.200 tấn.
- Khối lượng bùn từ các nhà máy xử lý nước thải
Bao gồm bùn phát sinh và được vận chuyển đi xử lý từ các trạm, nhà máy xử
NM xử lý nước thải Kim Liên: 40 tấn/tháng x 12 = 600 tấn
NM xử lý nước thải Trúc Bạch: 50 tấn/tháng x 12 = 700 tấn
40
lý nước thải với tổng khối lượng bùn năm 2012 khoảng 2.140 tấn. Cụ thể:
NM xử lý nước thải Bắc Thăng Long – Vân Trì: 70 tấn/tháng x 12 = 840
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
tấn.
Có thể nhận thấy rằng với khối lượng bùn thải đô thị hàng năm của TP Hà
Nội như trên là khá lớn. Nếu chỉ thu gom, vận chuyển về các bãi đổ và xử lý đơn
giản như công ty TNHH NN MTV thoát nước Hà Nội đang thực hiện thì vấn đề ảnh
hưởng đến môi trường xung quanh là khá rõ ràng. Tuy nhiên khi khâu xử lý bùn
thải hiện nay vẫn chưa có sự quan tâm đúng mức.
Cty TNHH MTV Thoát nước Hà Nội mới chỉ dừng lại ở mức độ thu gom
bùn thải trong quá trình nạo vét hệ thống thoát nước. Bùn thải được vận chuyển
bằng xe téc hoặc xe chở bùn có nắp đến bãi tập trung Yên Sở (3,4ha), Kiêu Kỵ (5 -
6ha). Vấn đề thiếu bãi đổ bùn thải tại Hà Nội hiện rất nan giải, việc xử lý bùn thải
hiện chưa tìm được lối thoát, hiện chỉ có bãi rác thải Nam Sơn, Sóc Sơn mới xử lý
được bùn thải công nghiệp. Nếu cứ giải quyết bùn thải bằng cách tận dụng các bãi
đất trống để đổ bùn tạm, nguy cơ gây ô nhiễm môi trường rất cao và cũng không
mặt bằng nào kham nổi. Với một đô thị lớn như Hà Nội, để giải quyết bền vững bài
toán môi trường, việc quy hoạch, xây dựng các nhà máy xử lý bùn thải đúng tiêu
chuẩn là hết sức cần thiết.
Mặt khác, về mặt kinh tế, lợi nhuận thu lại từ việc tái sử dụng bùn là rất lớn,
ước tính từ năm 2005 đến 2010 mỗi năm có thể thu hồi từ 20 đến 40 tỉ đồng từ bùn
so với chi phí nhà nước phải trả cho việc vận chuyển và thải bỏ. Vì vậy, chúng ta
nên tận dụng lại các thành phần có giá trị trong bùn và giảm thiểu các tác động đến
môi trường so với việc thải bỏ bùn như hiện nay. Khi áp dụng phương pháp tái sử
dụng bùn thải sẽ giúp giải quyết được vấn đề cấp bách hiện nay là vị trí, diện tích
đất của bãi đổ bùn và quan trọng nhất là hình thành phương án xử lý bùn thải giúp
giảm thiểu ô nhiễm môi trường, phù hợp với chiến lược pháp triển bền vững.
3.1.2. Kết quả phân tích bùn
3.1.2.1. Hàm lượng chất hữu cơ của bùn
41
Kết quả phân tích hàm lượng chất hữu cơ của bùn được trình bày trong hình 4:
42.95
37
20.11
18
17.6
16.56
13
12.8
12.38
11.74
10.66
10.13
10.08
8.36
8.33
9.13
8.85
7.85
6.5
6.5
6.15
5.38
5.87
4.19
4.36
1
2
3
4
5
6
7
8
9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Hình 4: Hàm lượng chất hữu cơ của bùn
Nhận xét:
Hàm lượng chất hữu cơ trong bùn thải khá cao, dao động từ 4,19 – 42,95 %.
Bước đầu cho thấy đây là điều kiện thuận lợi cho ứng dụng ủ biogas thu hồi khí
sinh học. Thành phần hữu cơ này đa phần từ các protein, chất thải và xác động thực
vật, dầu mỡ động thực vật là những thành phần thường có trong bùn thải là những
loại chất hữu cơ dễ phân giải. Đặc biệt bùn từ nhà máy xử lý nước thải với hàm
lượng chất hữu cơ lên tới 37% (bùn NMXLNT Kim Liên) và 42,95 % (bùn
NMXLNT Yên Sở). Các mẫu bùn cống rãnh và bùn sông hồ, hàm lượng chất hữu
cơ có sự biến động lớn, thấp nhất là mẫu bùn sông Tô Lịch, đoạn cầu Nguyễn
Khánh Toàn, chỉ có 4,19%, cao nhất là mẫu bùn hồ Ba Mẫu (20,11%), do sự khác
biệt giữa giá trị chất hữu cơ từ nguồn nước thải đầu vào, đặc điểm môi trường thủy
vực. Ngoài ra còn do cách thức lấy mẫu, ví dụ mẫu bùn hồ Ba Mẫu được lấy thủ
công, là lớp trầm tích mới hình thành trên mặt đáy; ngược lại, mẫu bùn sông lại
được lấy theo phương pháp cơ giới, là lớp trầm tích đã hình thành lâu và có quá
42
trình khoáng hóa chất hữu cơ trong môi trường yếm khí tự nhiên.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
3.1.2.2. Kết quả phân tích một số đặc điểm dinh dưỡng của bùn
Kết quả phân tích một số đặc điểm dinh dưỡng của bùn được trình bày trong bảng
13:
Bảng 13: Một số đặc điểm dinh dưỡng của bùn
Mẫu TKN (%dw) K (%dw)
0,82
0,34
0,56
2,08
0,17
P2O5 (%dw) 2,08 1
0,86
0,39
0,55
2
0,81
2,99
0,46
3
0,89
2,63
0,71
4
0,90
2,57
0,81
5
0,63
1,12
0,17
6
1,38
2,8
0,29
7
1,10
1,64
0,40
8
0,61
0,84
0,19
9
0,67
3,59
0,78
10
0,78
0,66
0,15
11
0,97
1,35
0,16
12
0,30
1,18
0,16
13
0,46
2,03
0,19
14
0,62
2,15
0,52
15
0,52
0,84
0,16
16
1,29
2,63
0,53
17
0,35
1,31
0,24
18
0,78
1,59
0,35
19
1,00
4,04
0,60
20
0,54
0,49
0,11
21
0,80
3,65
0,32
22
0,44
8,09
1,30
23
1,24
7,05
3,08
24
43
25
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
- Hàm lượng nitơ, photpho và kali có ý nghĩa quan trọng khi tái sử dụng bùn
thải trong nông nghiệp. Theo kết quả phân tích, hàm lượng nitơ tổng số trong bùn
thải khá cao, so với trong đất thuộc loại trung bình đến giàu. Đặc biệt bùn ở nhà
máy xử lý nước thải Yên Sở và Kim Liên thuộc loại rất giàu (% N lần lượt là 1,3 và
3,08 %). Do thành phần nguồn thải không ổn định nên hàm lượng nitơ trong bùn hệ
thống thoát nước thải đô thị cũng chênh lệch nhau khá nhiều (cao nhất là 0,81% và
thấp nhất là 0,11%). Hàm lượng P tổng số trong bùn rất cao, lớn hơn gấp nhiều lần
so với đất giàu photpho. Khả năng dùng bùn thải để làm phân lân hữu cơ là rất cao.
So với % hàm lượng kali trong đất thì bùn thải thuộc mức độ nghèo (hầu như đều
<1). Điều này cần lưu ý khi sử dụng bùn thải làm phân bón.
3.1.2.3. Kết quả phân tích vi sinh vật
Kết quả phân tích vi sinh vật được trình bày trong bảng 14:
Bảng 14: Số lượng vi sinh vật trong bùn thải
E.coli Salmonella Clostidium perfringens STT (CFU/g) (CFU/g) (CFU/g)
1 10
2 16
3 0
4 5
5 7
6 0
7 6
8 8
9 3
10 12
11 8
12 7
13 52
44
14 28. 102 37. 102 12. 102 9. 102 22. 102 3. 103 6. 102 15. 102 13. 102 4.102 13. 102 7. 102 4. 102 4. 102 16 2. 103 26. 102 21. 102 19. 102 31. 102 40. 103 15. 102 4. 103 17. 102 5. 102 4. 103 40. 103 40. 103 7. 102
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
15 15
16 9
17 5
18 7
19 10
20 5
21 8
22 2
23 7
24 -
5. 102 4.102 5. 102 4. 103 13. 103 4. 103 4. 103 4. 103 4. 103 - 43.102 25 6 40.103 5.102 40. 103 40. 103 40. 103 40. 103 40. 103 41. 102 40. 103 - 40. 103
Nhận xét:
Ở một số nước trên thế giới không sử dụng bùn thải có chứa vi khuẩn
Salmonella cho mục đích nông nghiệp hay tái sử dụng vào mục đích khác. Tuy
nhiên có nhiều nước lại quy định khoảng giá trị cho phép khi ứng dụng vào đất, do
đó thông số về vi sinh vật cần được quan tâm. Theo kết quả cho thấy số lượng vi
sinh vật gây bệnh có trong bùn thải nhiều và dao động trong các giá trị khác nhau,
do đó khi ứng dụng bùn làm phân bón hay đất lót cho nông nghiệp cần xử lý các vi
sinh vật này trước khi áp dụng do các vi khuẩn E.coli, Salmonella, Clostridium
perfringens là những vi khuẩn chỉ thị cho độ ô nhiễm phân, nằm trong danh mục
các vi sinh vật gây hại trong phân bón theo Quy định sản xuất, kinh doanh và sử
45
dụng phân bón ban hành kèm theo Quyết định số 36/2007/QĐ - BNN.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
3.1.2.4. Kết quả phân tích kim loại nặng
Kết quả phân tích hàm lượng một số kim loại nặng của bùn được trình bày trong
bảng 15:
Bảng 15: Hàm lượng kim loại nặng trong bùn thải
2027,19
12,25
1250,83
66,10
5900,21
7,02
53,84
TS Cu Zn Cd Cr Ni Fe STT (%dw) (mg/kg) (mg/kg) (mg/kg) (mg/kg) (mg/kg) (mg/kg)
1343,35
68,25
5730,63
7,40
39,58
1667,81
5,84
1
1286,32
62,51
5962,29
3,67
81,69
2309,00
4,79
2
1362,36
34,25
5469,44
8,00
266,26
1161,10
6,62
3
2121,50
15,84
961,80
72,56
5375,63
6,77
64,09
4
2136,68
13,55
6045,61
7,30
63,73
2045,60
4,93
5
1473,88
48,14
5813,14
4,14
61,15
2178,97
3,38
6
1074,68
79,21
5980,62
7,63
32,27
1872,42
6,69
7
2139,85
66,10
5841,06
6,02
61,51
1796,53
7,32
8
847,19
23,47
5464,03
5,05
38,51
992,39
4,08
9
1887,02
51,01
5585,26
5,00
81,45
2342,29
3,43
10
1289,68
476,10
6069,36
6,10
57,05
2040,21
7,18
11
771,79
25,39
5688,16
4,98
35,74
1275,13
3,17
12
534,17
13,65
5240,73
5,43
31,82
1084,46
3,45
13
1058,2
262,00
5944,37
4,80
83,08
1909,31
3,59
14
1050,60
27,30
5530,68
6,20
44,84
1810,71
2,82
15
790,17
19,16
5423,20
6,64
21,48
973,04
5,94
16
831,35
50,29
5949,62
6,00
42,79
1462,26
3,24
17
1036,02
29,22
5385,29
4,07
56,43
1501,32
5,49
18
1034,12
47,90
5623,55
7,30
86,55
2333,74
5,42
19
1017,65
39,99
5944,85
6,60
44,21
2282,77
5,84
20
278,81
9,82
5263,20
3,01
10,16
681,19
3,31
21
30,41
5532,70
5,90
30,13
1744,63
21,06
1053,17
22
699,55
21,79
5876,00
-
51,70
2258,40
5,35
23
1004,97
69,21
5918,54
2380,61
8,38
20,95
131,48
24
46
25
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Nhận xét:
Dựa vào công thức tính ngưỡng nguy hại của bùn thải (Htc, ppm) quy định
trong quy chuẩn QCVN 50: 2013/BTNMT ta có bảng giá trị các ngưỡng nguy hại
đối với Zn, Cd, Cr, Ni theo hàm lượng tổng chất rắn trong bùn tươi như sau:
Bảng 16: Bảng giá trị các ngưỡng nguy hại đối với Zn, Cd, Cr, Ni theo hàm lượng tổng chất rắn Cd Cr6+ Zn Ni %TS (mg/kg) (mg/kg) (mg/kg) (mg/kg)
100 195 290 385 480 575 670 765 860 955 1050 1145 1240 1335 1430 1525 1620 1715 1810 1905 2000 1400 2.730 4.060 5.390 6.720 8.050 9.380 10.710 12.040 13.370 14.700 16.030 17.360 18.690 20.020 21.350 22.680 24.010 25.340 26.670 28.000 5.000 9750 14.500 19.250 24.000 28.750 33.500 38.250 43.000 47.750 52.500 57.250 62.000 66.750 71.500 76.250 81.000 85.750 90.500 95.250 100.000 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 10 19,5 29 38,5 48 57,5 67 76,5 86 95,5 105 114,5 124 133,5 143 152,5 162 171,5 181 190,5 200
So sánh các kết quả bùn thải thu được, đối với giá trị ngưỡng nguy hại của
47
nguyên tố Zn, Cd, Ni, tất cả các mẫu bùn đều đạt chuẩn, thấp hơn ngưỡng quy định. Đối với giá trị ngưỡng nguy hại của nguyên tố Cr6+ không đánh giá được do kết quả
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
phân tích là tổng Cr, hai nguyên tố Fe và Cu không được quy định trong QCVN 50:
2013/BTNMT.
So sánh các kết quả bùn thải thu được với Quy định 86/278/EEC và đề xuất
tối đa của EU, đều cho kết quả nằm trong ngưỡng quy định.
Tuy nhiên khi so sánh với Quy chuẩn Việt Nam của trầm tích nước ngọt
QCVN 43:2012/ BTNMT và tiêu chuẩn QCVN 03:2008/BTNMT - Quy chuẩn kỹ
thuật quốc gia về giới hạn của kim loại nặng trong đất ta thấy hầu như hàm lượng
kim loại cao vượt ngưỡng cho phép (trừ Cu thì thấp hơn giá trị cho phép). Trong đó,
đặc biệt chú ý là Zn và Cr. Nếu sử dụng bùn thải làm đất phục vụ nông nghiệp, lâm
nghiệp hay làm phân bón… mà không xử lý làm giảm hàm lượng kim loại nặng sẽ
làm tăng hàm lượng kim loại trong đất, sau đó chúng sẽ đi vào chuỗi thức ăn, ô
nhiễm môi trường, gây ảnh hưởng nghiêm trọng.
3.1.2.5. Đánh giá chung
- Bùn có hàm lượng chất hữu cơ, N, P, K cao
- Hàm lượng kim loại nặng và vi sinh vật vượt tiêu chuẩn cho phép
Vấn đề cơ bản trong xử lý, tái sử dụng bùn thải là tất cả các các hợp chất có
mặt trong một hỗn hợp. Carbon hữu cơ, các hợp chất chứa phốt pho và nitơ có thể
được coi như các hợp chất có giá trị. Ngoài ra là các hợp chất, chất ít có giá trị cần
xử lý hay các hợp chất chứa thành phần độc hại như kim loại nặng và sự hiện diện
của các vi sinh vật gây bệnh. Với những đặc điểm trên, bùn thải có thể được tận
dụng cho các hoạt động tái sử dụng, ví dụ như ủ kỵ khí thu hồi khí sinh học, bùn
sau ủ có thể ứng dụng vào nông nghiệp như một loại phân bón nhưng cần bổ sung
thêm hàm lượng K và phải đảm bảo xử lý các yếu tố gây hại xuống mức an toàn có
48
thể sử dụng được.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
đô thị
Các mẫu bùn được lựa chọn để thực hiện xây dựng mô hình thu hồi khí sinh
học từ bùn thải đô thị là mẫu bùn nhà máy xử lý nước thải Kim Liên, mẫu bùn hồ
Ba Mẫu, mẫu bùn cống khu vực đường Nguyễn Trãi với cách thức đánh số như sau:
Mẫu 1: Bùn NMXLN
Mẫu 2: Bùn NMXLN + chế phẩm EM
Mẫu 3: Bùn hồ
Mẫu 4: Bùn hồ + chế phẩm EM
Mẫu 5: Bùn cống rãnh
Mẫu 6: Bùn cống rãnh + chế phẩm EM
3.2.1. Đầu vào cho mô hình ủ
Các thông số đầu vào cho mô hình ủ được tổng kết trong bảng 17:
Bảng 17: Các thông số đầu vào cho quá trình ủ
Bùn cống Thông số Đơn vị tính Bùn NMXLN Bùn hồ rãnh
kg Khối lượng ủ 2,35 2,32 2,5
- pH 7,59 7,83 6,34
% TS 6 3 21
%dw TOM 20,11 6,49 37
Các yếu tố dinh dưỡng
Tổng N 0,4 0,11 3,08 %dw Tổng P 1,64 0,49 7,05
Hàm lượng các kim loại nặng
Cu 168,56 91,1 10,25
Zn 3052,05 2456,57 687,38
49
mg/kg (dw) Cd 10,74 5,71 3,34
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
1288,42 2254,43 281,34 Cr
88,73 69,63 9,91 Ni
7587,85 6153,6 5311 Fe
Vi sinh vật
1500 2000 2300 E.coli
9000 5000 1000 Salmonella CFU/g Clostridium 6 3 2 perfringens
Nhận xét:
Các yếu tố môi trường rất quan trọng trong quá trình phân hủy yếm khí theo
Björnsson et al , 2000;. Demirel và Yenigun, 2002; Rajeshwari et al , 2000, bao
gồm nhiệt độ, pH, sự sẵn có của các chất dinh dưỡng, và sự hiện diện của các thành
phần độc hại trong quá trình được phân tích. pH của các mẫu bùn thải lấy từ nhà
máy xử lý nước có giá trị thấp hơn so với các mẫu bùn còn lại, do trong quá trình
xử lý có bổ sung thêm một số hóa chất làm đông tụ, keo tụ gây giảm pH, tuy nhiên
vẫn nằm trong ngưỡng khuyến nghị cho phân giải kỵ khí (6 -8), các mẫu bùn còn lại
có giá trị trung tính thích hợp. Tổng chất rắn (TS) quyết định hàm lượng chất khô
của bùn thải, trong nghiên cứu này, hàm lượng các chất khô của các mẫu bùn lấy từ
nhà máy xử lý nước Kim Liên, bùn hồ Ba Mẫu và bùn cống lần lượt là 21%, 6%,
3%, tương ứng trong mẫu bùn tươi có độ ẩm là 79%, 94%, 97%. Các vật chất hữu
cơ (TOM) hay tổng chất rắn dễ bay hơi (TVS) hiện diện trong bùn thải là các thành
phần của bùn thải có thể được chuyển đổi thành khí sinh học. TOM được phân tích
trong nghiên cứu với giá trị lần lượt là 37; 20,11;6,49 (% theo khối lượng khô) cho
thấy hàm lượng cao của các vật chất hữu cơ trong bùn nhà máy xử lý nước thải và
bùn hồ Ba Mẫu. Thấp hơn cả là giá trị TOM trong mẫu bùn cống, được lý giải ban
đầu là do khu vực lấy mẫu (khu vực đường Nguyễn Trãi) thời điểm lấy mẫu là khu
vực đang có công trình thi công, trong thành phần bùn cống chứa nhiều cát , bụi vật
50
liệu xây dựng.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Ngoài ra, qua phân tích các kim loại nặng như Cu, Zn, Cd, Cr, Ni, Fe, kết
quả ghi nhận sự có mặt với hàm lượng lớn ở tất cả các thông số này của trong mẫu
bùn nhà máy xử lý nước và ít hơn cả là trong bùn hồ. Các vi sinh vật gây bệnh như
E.coli, Salmonella, Clostridium perfringens có mặt trong cả ba mẫu bùn được ủ. Nhiệt độ cho toàn bộ quá trình được ghi nhận giao động ≈ 30 0C. Theo Hulshoff-
Pol, 1998, hoạt động của vi khuẩn giảm tăng trưởng bằng một nửa cho mỗi 10 °C
giảm dưới 35 °C, với giá trị nhiệt độ như trên, thời gian ủ 35 ngày được cho là thích
hợp cho bùn thải sau ủ đạt tới sự ổn định và thu hoạch được tối đa lượng khí biogas.
3.2.2. Tổng lượng biogas thu được sau thời gian ủ 35 ngày
Tổng lượng khí biogas thu được sau thời gian ủ 35 ngày của bùn NMXLNT
1
0.9
0.8
Kim Liên với kết quả được ghi nhận dưới đây:
0.7
0.6
M1: Bùn NMXL không CP
0.5
M2: Bùn NMXL có CP
0.4
0.3
0.2
0.1
0
1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29 31 33 35
51
Hình 5: Diễn biến lượng khí sinh ra theo thời gian ủ của mẫu bùn NMXLNT
18
16
16.06
14
12.44
12
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
10
M1: Bùn NMXL không CP
8
M2: Bùn NMXL có CP
6
4
2
0
1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29 31 33 35
Hình 6: Tổng lượng khí theo thời gian ủ của mẫu bùn NMXLNT
Nhận xét:
Tổng lượng khí thu hoạch được từ mô hình ủ kỵ khí bùn thải nhà máy xử lý
nước thải được biểu diễn trên hình 4 và 5.
Từ hình 4 cho thấy diễn biến khí sinh theo thời gian là không đồng nhất,
ngày thấp nhất lượng khí sinh ra là 0 l (ngày thứ 1 và 2 của mẫu 1, ngày thứ 1 và 35
của mẫu bùn 2), ngày cao nhất lượng khí sinh ra là 0,69 l (ngày thứ 16, mẫu 1) và
0,94 l (ngày thứ 12, mẫu 2). Xét tới ngày thứ 25, hơn 80% tổng lượng khí đã thu
được ở mẫu ủ 1 và hơn 90% tổng lượng khí đã thu được ở mẫu ủ 2, cho thấy tốc độ
phản ứng của mẫu bùn 2 (có bổ sung chế phẩm EM) cao hơn so với mẫu 1 không
bổ sung EM. Từ ngày thứ 25 đến ngày thứ 35 của quá trình ủ, tốc độ sinh khí giảm
dần, trung bình một ngày 0,18 l so với trung bình chung 0,35 l ở bình ủ 1 và 0,23 l
so với trung bình chung 0,46 l ở bình ủ ở bình ủ 2. Ở mẫu bùn ủ 2, khí sinh ra đã kết
thúc ở ngày thứ 34 của quá trình.
Từ hình 5 cho thấy tính từ ngày thứ 5 của quá trình ủ, lượng khí sinh ra từ
mô hình ủ có bổ sung chế phẩm EM luôn lớn hơn so với lượng khí sinh ra từ mô
52
hình ủ không bổ sung chế phẩm, thể hiện qua đường đồ thị biểu diễn tổng lượng khí
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
theo thời gian của mẫu 2 luôn nằm phía trên so với mẫu 1. Tổng lượng khí thu được
tăng dần theo thời gian, trong khoảng 25 ngày đầu ở cả 2 mẫu bùn ủ lượng khí tăng
nhanh, và ổn định dần ở những ngày sau đó, kết thúc quá trình tổng lượng khí ở
mẫu bùn 1 là 12,44 l khí và ở mẫu bùn 2 là 16,06 l khí ở điều kiện thường, áp suất
khí quyển.
Tổng lượng khí biogas thu được sau thời gian ủ 35 ngày của bùn hồ Ba Mẫu
0.35
0.3
0.25
với kết quả được ghi nhận dưới đây:
0.2
M3: Bùn hồ không CP
0.15
M4: Bùn hồ có CP
0.1
0.05
0
1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29 31 33 35
53
Hình 7: Diễn biến lượng khí sinh ra theo thời gian ủ của mẫu bùn hồ
5
4.5
4.29
4
3.5
3.05
3
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
2.5
M3: Bùn hồ không CP
M4: Bùn hồ có CP
2
1.5
1
0.5
0
1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29 31 33 35
Hình 8: Tổng lượng khí theo thời gian ủ của mẫu bùn hồ
Nhận xét:
Tổng lượng khí thu hoạch được từ mô hình ủ kỵ khí bùn hồ Ba Mẫu được
biểu diễn trên hình 6 và 7.
Từ hình 6 cho thấy diễn biến khí sinh theo thời gian là không đồng nhất,
ngày thấp nhất lượng khí sinh ra là 0 l (ngày thứ 1 của mẫu 3, ngày thứ 1 và 35 của
mẫu bùn 4), ngày cao nhất lượng khí sinh ra là 0,17 l (ngày thứ 11, mẫu 3) và 0,3 l
(ngày thứ 14, mẫu 4). Khoảng 85 % tổng lượng khí đã thu được ở ngày thứ 25 của
mẫu ủ 3 và hơn 97 % tổng lượng khí đã thu được ở ngày thứ 25 của mẫu ủ 4, cho
thấy tốc độ phản ứng của mẫu bùn 4 (có bổ sung chế phẩm EM) cao hơn so với mẫu
3 không bổ sung EM và tốc độ sinh khí của mẫu bùn 3; 4 cao hơn so với tốc độ sinh
khí của mẫu bùn 1; 2 – xét tới thời điểm ngày thứ 25 của quá trình ủ (hơn 80 % tổng
lượng khí đã thu được ở ngày thứ 25 của mẫu ủ 1 và hơn 90% tổng lượng khí đã thu
được ở ngày thứ 25 của mẫu ủ 2). Từ ngày thứ 25 đến ngày thứ 35 của quá trình ủ,
tốc độ sinh khí giảm dần, trung bình một ngày 0,013 l so với trung bình chung
54
0,087 l ở bình ủ 1 và 0,058 1 so với trung bình chung 0,122 l ở bình ủ 2. Ở mẫu bùn
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
ủ 4, khí sinh ra đã kết thúc ở ngày thứ 34 của quá trình. Ở mẫu bùn ủ 3, lượng khí ở
ngày thứ 35 vẫn có xu hướng tăng, tuy nhiên tính trong tổng thể quá trình và bình
quân tất cả các mẫu ủ, là quá nhỏ nên trong nghiên cứu này quyết định kết thúc ủ ở
ngày thứ 35.
Từ hình 7 cho thấy tính từ ngày thứ 2 của quá trình ủ, lượng khí sinh ra từ
mô hình ủ có bổ sung chế phẩm EM luôn lớn hơn so với lượng khí sinh ra từ mô
hình ủ không bổ sung chế phẩm, thể hiện qua đường đồ thị biểu diễn tổng lượng khí
theo thời gian của mẫu 4 luôn nằm phía trên so với mẫu 3. Tổng lượng khí thu được
tăng dần theo thời gian, trong khoảng 25 ngày đầu ở cả 2 mẫu bùn ủ lượng khí tăng
nhanh, và ổn định dần ở những ngày sau đó, kết thúc quá trình tổng lượng khí ở
mẫu bùn 3 là 3,05 l khí và ở mẫu bùn 4 là 4,29 l khí ở điều kiện thường, áp suất khí
quyển.
Tổng lượng khí biogas thu được sau thời gian ủ 35 ngày của bùn cống khu
0.07
0.06
vực đường Nguyễn Trãi với kết quả được ghi nhận dưới đây:
0.05
0.04
M5: bùn cống không CP
0.03
M6: Bùn cống có CP
0.02
0.01
0
1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29 31 33 35
55
Hình 9: Diễn biến lượng khí sinh ra theo thời gian ủ của mẫu bùn cống
0.7
0.6
0.6
0.5
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
0.4
0.39
0.3
M5: bùn cống không CP
0.2
M6: Bùn cống có CP
0.1
0
1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29 31 33 35
Hình 10: Tổng lượng khí theo thời gian ủ của mẫu bùn cống
Nhận xét:
Tổng lượng khí thu hoạch được từ mô hình ủ kỵ khí bùn cống khu vực
Nguyễn Trãi được biểu diễn trên hình 8 và 9.
Từ hình 8 cho thấy diễn biến khí sinh theo thời gian là không đồng nhất,
ngày thấp nhất lượng khí sinh ra là 0 l (từ ngày thứ 1 đến ngày thứ 4 của mẫu 5,
ngày thứ 1; 2 và từ ngày 26 đến 35 của mẫu bùn 6), ngày cao nhất lượng khí sinh ra
là 0,028 l (ngày thứ 7 và ngày thứ 9, mẫu 5) và 0,06 l (ngày thứ 12, mẫu 6). Hơn
94% tổng lượng khí đã thu được ở ngày thứ 25 của mẫu ủ 5 và 100% tổng lượng
khí đã thu được ở ngày thứ 25 của mẫu ủ 6, cho thấy tốc độ phản ứng của mẫu bùn
6 (có bổ sung chế phẩm EM) cao hơn so với mẫu 5 không bổ sung EM và ở mẫu
bùn 6. So sánh với tốc độ sinh khí của mẫu bùn nhà máy xử lý nước thải, mẫu bùn
hồ ta thấy tốc độ sinh khí của mẫu bùn cống nhanh hơn và kết thúc quá trình ủ kỵ
khí sớm hơn (quá trình phân giải kỵ khí đã kết thúc ở ngày thứ 30 của quá trình đối
với mẫu bùn 5 và ngày thứ 26 của quá trình đối với mẫu bùn 6). Từ ngày 26 đến
ngày thứ 35 của quá trình ủ, tốc độ sinh khí giảm dần ở bình 5, trung bình một ngày
56
0,003 l so với trung bình chung 0,01l.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Từ hình 9 cho thấy tính từ ngày thứ 2 của quá trình ủ, lượng khí sinh ra từ
mô hình ủ có bổ sung chế phẩm EM luôn lớn hơn so với lượng khí sinh ra từ mô
hình ủ không bổ sung chế phẩm, thể hiện qua đường đồ thị biểu diễn tổng lượng khí
theo thời gian của mẫu 6 luôn nằm phía trên so với mẫu 5. Tổng lượng khí thu được
tăng dần theo thời gian, trong khoảng 25 ngày đầu ở cả 2 mẫu bùn ủ lượng khí tăng
nhanh, và ổn định dần ở những ngày sau đó, kết thúc quá trình tổng lượng khí ở
mẫu bùn 5 là 0,39 l khí và ở mẫu bùn 2 là 0,6 l khí ở điều kiện thường, áp suất khí
quyển.
Nhận xét chung:
Tổng lượng khí sinh ra của các mẫu bùn ủ từ 1 đến 6 lần lượt là 12,44;
16,06; 3,05; 4,29; 0,39; 0,6 (Nl). Mối tương quan giữa lượng khí sinh ra với khối
lượng bùn tươi đầu vào và giữa lượng khí sinh ra với hàm lượng chất hữu cơ trong
bùn thải sẽ được biện luận trong phần đánh giá năng suất sinh biogas 3.2.4.
- Các mẫu bùn có bổ sung chế phẩm EM cho đáp ứng tốt, tăng năng suất sinh
khí và tốc độ sinh khí, giảm thời gian ủ do quá trình phân giải chất bởi các vi sinh
vật được rút ngắn.
- Thời gian phân hủy kỵ khí 35 ngày đối với các mô hình thí nghiệm là hợp lý
khi hầu hết các mẫu bùn ủ đều sinh hết khí trong thời gian ủ trên. Đối với mẫu bùn
còn sinh khí tại ngày thứ 35, lượng khí sinh ra quá nhỏ và quá trình phân hủy kỵ khí
được coi như kết thúc sau ngày 35.
- Xét phương trình lượng khí sinh ra theo thời gian ta có lượng khí sinh ra là
một hàm số của thời gian: P = f(t). Lượng khí sinh ra nhanh nhất dP/dt max khi dP’/dt2 =0 hay chính là tại điểm uốn trên các biểu đồ theo dõi tổng lượng khí theo
thời gian. Dựa trên các biểu đồ (hình 5, hình 7, hình 9) ta xác định được thời gian
57
đạt năng suất cực trị của các mẫu ủ theo bảng sau:
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Bảng 18: Thời gian đạt năng suất cực trị của các mẫu bùn ủ
Mẫu 1 Mẫu 2 Mẫu 3 Mẫu 4 Mẫu 5 Mẫu 6
34 30 33 28 28 24 Thời gian đạt dP/dt max (ngày)
Năng suất (Nl) 12,35 15,83 3,01 4,24 0,39 0,6
3.2.3. Các kết quả và đánh giá đầu ra của quá trình
3.2.3.1. Giá trị pH của bùn sau ủ
PH tối ưu cho vi khuẩn tạo khí metan là 6 - 8, trong khi cho axit hình thành
vi khuẩn đó là khoảng ≤ 6 (Moosbrugger et al., 1993; Zoetemeyer et al., 1982). Tốc
độ tăng trưởng vi khuẩn men vi sinh methanogenic giảm mạnh khi pH dưới 6
(Fernandes, 1989). Trong một trạng thái ổn định không nên yêu cầu kiểm soát pH,
nhưng vào những thời điểm khác, ví dụ, trong quá trình khởi động hoặc tải thức ăn
cao bất thường, kiểm soát độ pH có thể là cần thiết. pH chỉ có thể sử dụng như là
một chỉ số quá trình khi xử lý chất thải với công suất đệm thấp, chẳng hạn như chất
thải giàu carbohydrate (Callander và Barford, 1983). Trong nghiên cứu này, sự biến
động giá trị pH không được theo dõi mà chỉ đánh giá dựa trên giá trị pH của bùn
58
đầu vào và bùn sau ủ theo biểu đồ dưới:
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0
1 6.34
2 6.34
3 7.59
4 7.59
5 7.83
6 7.83
pH trước pH sau
7.01
7.22
7.9
8.15
8.03
8.16
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Hình 11: Giá trị pH trước và sau ủ
Giá trị pH của các mẫu bùn tươi được đánh giá trước khi đưa vào bình ủ,
theo đó, pH của bùn nhà máy xử lý nước thải thấp do sử dụng các hóa chất làm
đông tụ, keo tụ chất rắn lơ lửng trong nước thải đầu vào. Trong quá trình ủ, các chất
hữu cơ được chuyển hóa theo ba pha tương ứng với các giai đoạn của phân hủy kỵ
khí: pha phân hủy (giai đoạn thủy phân), pha acid (giai đoạn acid hóa) và pha kiềm
(giai đoạn acetate hóa và metan hóa). Theo Ngô Kế Sương (1981), pH ở từng giai
đoạn trong ủ biogas có khác nhau, giai đoạn đầu trong pha acid, các vi sinh vật tạo
thành acid làm giảm pH của bùn, sau đó các acid hữu cơ tiếp tục phân hủy ở pha
kiềm, các vi sinh vật metan chuyển hóa các sản phẩm pha acid thành CH4 và CO2.
Chính phản ứng ở pha này làm cho pH của bùn thải đầu ra tăng lên như ghi nhận ở
bảng trên. Theo đó, giá trị pH bùn NMXLNT Kim Liên sau ủ tăng từ 6,34 đến 7,01
(mẫu ủ 1) và 7,22 (mẫu ủ 2); pH của bùn hồ Ba Mẫu sau ủ tăng từ 7,59 đến 7,9
(mẫu ủ 3) và 8,15 (mẫu ủ 4). Mẫu bùn cống khu vực Nguyễn Trãi không có nhiều
biến động, pH trước ủ 7,83 tăng lên 8,03 (mẫu ủ 5) và 8,16 (mẫu ủ 6). Sự tăng pH là
59
dấu hiệu ghi nhận đầu tiên cho sự thành công của quá trình ủ.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
3.2.3.2. Các giá trị dinh dưỡng của bùn sau ủ
Các giá trị dinh dưỡng của bùn được đánh giá ban đầu thông qua hàm lượng
chất hữu cơ, tổng N và P. Các chỉ số này đóng vai trò quan trọng trong việc quyết
định xử lý bùn sau ủ như một loại phân bón có thể áp dụng vào nông lâm nghiệp.
Theo đó, lợi ích của tiêu hóa kỵ khí bùn thải sẽ tăng lên khi cung cấp cả nhiên liệu
3.5
3
và phân bón, trong khi lựa chọn khác thường chỉ cung cấp được một giá trị ích lợi.
2.5
2
TKN trước ủ
1.5
TKN sau ủ
1
0.5
0
1
2
3
4
5
6
Hình 12: Hàm lượng phần trăm TKN trước và sau ủ
Khác với phương thức ủ bùn hiếu khí, yêu cầu về dinh dưỡng (N, P) của hệ
thống xử lý kỵ khí thấp hơn hệ thống xử lý hiếu khí do sự tăng trưởng và sinh sản
của vi sinh vật kỵ khí thấp hơn vi sinh vật hiếu khí. Nitơ có thể bị mất trong quá
trình tiêu hóa chỉ bằng cách giảm nitrat thành khí nitơ và bay hơi amoniac vào khí
sinh học. Mất nitơ qua bay hơi amoniac có thể xảy ra từ bùn nếu không được xử lý
một cách chính xác. Tỷ lệ lượng nitơ so với lượng chất rắn bị mất đi trong quá trình
phân hủy kị khí có sự chênh lệch lớn. Ví dụ, giảm 23% trong tổng nồng độ chất rắn
nhưng chỉ giảm 1% N được đi kèm với một sự gia tăng tương ứng trong hàm lượng
nitơ trong chất rắn còn lại sau phân hủy kị khí. Điều này có thể tạo ra một ghi nhận
mới về giá trị nitơ, nếu chỉ tổng Kieldahl nitơ (TKN) được xem xét. Theo Jewell et
60
al. (1976) trên tổng số lượng nhỏ nitrat có trong bùn thải với trung bình 1 -2 %
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
lượng khí N2 được sinh ra trong biogas, mất mát thông qua giảm nitrat là không
đáng kể. Do đó, hàm lượng N, P gần như được bảo toàn sau quá trình ủ. Trong
nhiều nghiên cứu đã cho thấy sự gia tăng hàm lượng N, P trong bùn sau ủ do khi
chất hữu cơ bị phân huỷ trong quá trình tiêu hóa để sản xuất khí sinh học. Jewell et
al.(1976) nhận thấy rằng TKN xét theo trọng lượng khô tuyệt đối sau quá trình ủ kị
khí phân bò tăng từ 5,2% - 6,9% và Hart (1963) được tìm thấy tăng từ 3,7% đến
3,9% theo hàm lượng chất rắn. Rajabapaiah et al. (1979) cũng phát hiện rằng nitơ
được bảo tồn. Trong nghiên cứu này, giá trị tổng nitơ trong bùn tươi trước ủ của các
mẫu bùn 1 và 2 là 0,65% (tương ứng với 3,08% trong khối lượng khô), mẫu bùn 3
và 4 là 0,084% (tương ứng 0,4 % trong khối lượng khô) và mẫu bùn 5 và 6 là
0,003% (tương ứng với 0,11%). Sau quá trình ủ kỵ khí 35 ngày, các giá trị này lần
lượt là 3,17; 3,20; 0,42; 0,44; 0,11; 0,12 (%) tương ứng với sự giảm khối lượng của
40
35
các chất rắn trong bùn thải sau ủ.
30
25
20
TOM trước
15
TOM sau
10
5
0
3
4
1 37
2 37
20.11 20.11
5 6.49
6 6.49
TOM trước TOM sau
29.07 27.97 15.19 14.19
5.01
4.68
Hình 13: Hàm lượng phần trăm TOM trước và sau ủ
Quá trình phân giải chất hữu cơ trong bùn thải dẫn đến giảm khối lượng của
bùn. Bùn càng bị phân giải mạnh thì khối lượng càng giảm do khí biogas thoát ra là
sự khoáng hóa chất hữu cơ trong phân hủy kỵ khí. Giá trị TOM biến động tương
61
ứng với sự giảm khoáng hóa của quá trình này. Kết quả sau 35 ngày ủ, giá trị suy
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
giảm TOM đã ghi nhận trong khoảng từ 21% đến 29%, thấp nhất là mẫu bùn ủ số 1
với lượng giảm là 21,43% và cao nhất là mẫu bùn ủ số 4 với lượng giảm TOM là
29,44%. Các mẫu ủ không có bổ sung chế phẩm EM cho tỷ lệ suy giảm của TOM
thấp hơn so với các mẫu không bổ sung chế phẩm EM. Tỷ lệ này giữa mẫu bùn ủ
không có và có bổ sung EM trong mẫu bùn NMXLNT là 21% và 24,41% , trong
mẫu bùn hồ là 24,5% và 29,44%, trong mẫu bùn cống là 22,8% và 27,89%; tương
đương lượng TOM bị phân giải sinh học trong các mẫu bùn ủ không bổ sung chế
phẩm EM bằng 87,79%, 83,12% và 81,75% so với lượng TOM bị phân giải sinh
học trong các mẫu bùn ủ có bổ sung chế phẩm EM.
3.2.3.3. Hàm lượng các kim loại nặng của bùn sau ủ
Các kim loại nặng không tham gia trong quá trình chuyển đổi vật chất của
phân giải kỵ khí bùn, tuy nhiên sự có mặt của các kim loại nặng của bùn ở hàm
lượng cao có thể gây suy giảm sản lượng khí biogas, do độc tính của chúng đối với
các vi sinh vật có tác dụng phân giải bùn. Các kim loại nặng được bảo toàn trong
quá trình này, nhưng giống như trường hợp của TKN, sự sụt giảm trọng lượng khô
của bùn sau ủ đưa đến giá trị mới của hàm lượng các kim loại nặng, giá trị này sẽ
cao hơn so với trước khi ủ.
Theo lịch sử của xử lý bùn thải đô thị, sau quá trình ủ kỵ khí, khí biogas
được thu hoạch và bùn sau ủ được sử dụng làm phân bón hay rải nền đất nông lâm
nghiệp. Tuy nhiên, cùng với sự phát triển hiện nay, các quy định về tiêu chuẩn bùn
thải áp dụng vào nông nghiệp ngày càng thắt chặt. Do đó, đánh giá hàm lượng các
kim loại nặng sẽ là cần thiết khi coi bùn sau ủ kỵ khí như một chất rắn hữu cơ để
62
xác định khả năng áp dụng của bùn.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Bảng 19: Hàm lượng các kim loại nặng trong các mẫu bùn thải sau ủ (mg/kg dw)
Mẫu 1 Mẫu 2 Mẫu 3 Mẫu 4 Mẫu 5 Mẫu 6
173,62 Cu 180,36 95,65 100,21 10,25 11,17
3143,6 Zn 3265,7 2579,4 2702,2 687,38 749,24
11,06 Cd 11,49 5,99 6,28 3,34 3,64
Cr 1327,07 1378,6 2367,06 2479,77 281,34 306,66
91,39 Ni 94,94 73,11 76,59 9,91 10,8
7815,5 Fe 8119 6461,28 6768,96 5311 5789
- So sánh các giá trị Zn, Cu, Ni, Cd, Cr với quy định giá trị giới hạn kim loại
nặng khi bùn thải được sử dụng cho mục đích nông nghiệp, được đề xuất tiêu chuẩn
bởi EU (86/278/EEC) nhận thấy các kết quả bùn sau ủ biogas thu được hầu hết đều
nằm trong giá trị đề xuất tối đa của EU (trừ hàm lượng Cd, Cr trong mẫu bùn nhà
máy xử lý nước thải sau ủ). Tuy nhiên do giá trị giới hạn hàm lượng kim loại nặng
của Việt Nam thấp hơn nhiều so với thế giới. Ví dụ như Zn thấp hơn khoảng 6 lần,
Cr thấp hơn khoảng 10 lần và không có giới hạn đối với hàm lượng của Fe, nên khi
so sánh với Quy chuẩn Việt Nam QCVN 03:2008/BTNMT đối với đất nông nghiệp
ta thấy hầu như hàm lượng kim loại cao vượt ngưỡng cho phép (trừ Cu thấp hơn giá
trị cho phép). Trong đó, đặc biệt chú ý là Zn và Cr. Một đánh giá hàm lượng Hg, Pb
là cần thiết để có sự đánh giá chính xác hơn khả năng áp dụng bùn thải vào đất nông
nghiệp.
- Theo một số nghiên cứu, các kim loại nặng sau khi phân giải kỵ khí được
hấp thụ đặc biệt bởi các hạt khoáng và chất hữu cơ, có dạng tồn tại chính là phức
với chất hữu cơ hay phức của sunfua (Kanatip năm 1995; Pichit, 2000) là một trong
các hình thái ít hòa tan nhất. Hàm lượng nguyên tố vi lượng có trong bùn thải được
hấp thụ bởi thực vật chưa tới 1% (Chang et al., 1997). Do đó, tổng hàm lượng
nguyên tố vi lượng cũng có thể không phải là một đối số hợp lý để hạn chế tải trọng
63
bùn thải vào các lĩnh vực nông nghiệp (Candelaria, 1995; Bertoncini, 2002). Vì vậy,
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
bùn sau ủ có thể được sử dụng cho nông nghiệp với sự giám sát và quản lý chất
lượng chặt chẽ (Parkpian et al., 2002).
3.2.3.4. Vi sinh vật
Hỗn hợp bùn được giữ trong điều kiện yếm khí cho một thời gian dài (35
ngày) và tình trạng này là đủ để vô hiệu hóa một số các vi khuẩn gây bệnh và trứng
giun. Một trong những ưu điểm của quá trình lên men yếm khí là nó giúp loại bỏ
các nguồn gây bệnh. Nguyên nhân chủ yếu là do sự có mặt của axit béo bão hòa
được tạo thành bởi phản ứng β- oxy hóa trong dịch lên men. Các axit này thường
kết hợp với H2 cũng được tạo thành trong quá trình trên, tạo ra octanic axit là chất
kháng khuẩn rất mạnh. So với các nghiên cứu cơ bản của bùn thải, các vi khuẩn
E.coli ít hơn 1.000 MPN / g trọng lượng khô (nằm trong giới hạn của tiêu chuẩn
loại A của US EPA, 1994) chỉ ra rằng bùn cặn sau ủ có thể được sử dụng cho ứng
dụng nông nghiệp.
3.2.4. Đánh giá năng suất sinh biogas
Theo Metcalf và Eddy (1991), tổng sản lượng khí ước tính thường từ tỷ lệ giảm VS. Điển hình các giá trị tính toán khoảng 0,75-1,12 m3 / kg VS bị phân hủy.
Tổng chất rắn dễ bay hơi được sử dụng như một ước tính thô lượng chất hữu cơ
trong tổng chất rắn tuy nhiên hàm lượng TVS không phải luôn luôn đại diện cho
hàm lượng hữu cơ của một mẫu bởi vì có những trường hợp chất hữu cơ có thể bị
bay hơi ở nhiệt độ sấy và để lại một phần tro là những chất hữu cơ không bị mất sau
quá trình nhiệt. David Bolzonella et al., 2004 đã tổng kết một số kết quả nghiên cứu
64
phân giải kỵ khí bùn thải đô thị trong bảng sau:
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Bảng 20: Tổng kết một số kết quả nghiên cứu phân giải kỵ khí bùn thải đô thị
Nguồn TVS giảm Quy mô thí nghiệm HRT (ngày) tham khảo Năng suất biogas (m3/kg VS) (%)
[9] Phòng thí nghiệm 14 -30 45
[10] Ứng dụng 29 – 36 20
[12] Phòng thí nghiệm 19 – 35 20
[13] Phòng thí nghiệm 18 -27 8 – 12
a chỉ tính theo CH4
[14] Pilot 0,6 – 0,9 0,6a 0,4 -0,5 a 0,15 – 0,25 a 0,6 24 20 - 30
Tương tự, trong sự ghi nhận và tổng hợp rất nhiều các nghiên cứu trên quy
mô pilot hay những nghiên cứu đầy đủ của các nhà khoa học như Ahring, 1994;
Aitken et al., 1992; Garber, 1982; Iranpour et al., 2002; Moen et al., 2003; Nielsen,
1999; Nielsen et al., 2001; Rimkus et al., 1982; Zábránská et al., 2002...cho thấy sản lượng biogas tối ưu từ quá trình phân giải kỵ khí bùn thải tính theo Nm3/1000kg vật
chất hữu cơ khô trong khoảng 920 – 980, tỷ lệ TOM suy giảm tối đa sau quá trình ủ
kỵ khí là 45 – 55 % trọng lượng khô [22].
Trong nghiên cứu này, tổng sản lượng khí thu được của các mẫu bùn ủ theo
thứ tự là 12,44; 16,06; 3,05; 4,29; 0,39; 0,6 (Nl). Dựa theo giá trị tổng sản lượng
khí trên khối lượng bùn tươi được đưa vào các bình ủ, ta tính được sản lượng khí
sinh ra theo khối lượng bùn tươi (Nl/kg bùn tươi). Dựa theo tỷ lệ OM còn lại trong
bùn sau ủ, ta tính toán được sản lượng của biogas theo lượng OM phản ứng (Nl/kg
OM).
Mẫu 1 Mẫu 2 Mẫu 3 Mẫu 4 Mẫu 5 Mẫu 6
Khối lượng bùn tươi 2,5 2,5 2,35 2,35 2,32 2,32
12,44
16,06
3,05
4,29
0,39
0,6
65
(kg) Tổng lượng khí (Nl)
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
BY (Nl/kg bùn tươi)
6.42
4.98
1.79
1.27
0.26
0.17
1
2
3
4
5
6
Hình 14: Sản lượng biogas theo khối lượng bùn tươi
Năng suất thu hoạch khí biogas sẽ được tính toán theo công thức:
BYds = BP / mTOM giảm
Trong đó:
BYds : sản lượng của biogas theo lượng OM (Nl/g OM)
BP : tổng sản lượng khí trên khối lượng bùn tươi được đưa vào các bình ủ
mTOM giảm : khối lượng TOM suy giảm sau quá trình ủ (g)
Theo đó, năng suất khí biogas thu hoạch được tính theo lượng phân giải sinh
học các vật chất hữu cơ có trong các mẫu bùn ủ từ 1 đến 6 có các giá trị tương ứng
là 0,31; 0,34; 0,44; 0,51; 0,38; 0,47 (Nl/g OM).
Byds (Nl/g OM)
0.51
0.47
0.44
0.38
0.34
0.31
1
2
3
4
5
6
66
Hình 15: Sản lượng biogas theo lượng chất hữu cơ
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Sự sai khác giữa tỷ lệ BYds và BYfs có thể nhận thấy rõ ràng, khi năng suất
tính theo khối lượng bùn tươi không tuyến tính với năng suất tính theo TOM
chuyển đổi trong khối lượng bùn tươi đó. Ví dụ, , BYds của mẫu bùn ủ 1 (0,31) có
giá trị nhỏ hơn BYds của mẫu bùn ủ 3 (0,44) nhưng BYfs của mẫu bùn ủ 1 có giá trị
là 4,98 lớn hơn nhiều lần giá trị này ở mẫu bùn ủ 3 (1,27). Sự khác biệt này cũng
thể hiện rõ ở giá trị năng suất biogas theo sự chuyển đổi của cùng một đơn vị vật
chất hữu cơ, ví dụ như cùng một lượng chất hữu cơ chuyển đổi (1g OM), các mẫu
bùn ủ tại các điều kiện khác nhau lại cho các năng suất khác nhau (0,31; 0,34; 0,44;
0,51; 0,38; 0,47 Nl). Điều này được lý giải là do giá trị TOM trong các mẫu bùn ủ là
khác nhau rất lớn, do đó lượng TOM chuyển đổi sau quá trình phân giải kỵ khí là
khác nhau, mặc dù khối lượng bùn tươi đưa vào là tương đương. Ở đây tuy năng
suất biogas tính theo TOM của mẫu bùn 1 nhỏ hơn, nhưng tổng lượng TOM trong
bùn đầu vào lại lớn, kéo theo lượng khí sinh ra trên lượng bùn tươi đưa vào lớn hơn.
Giá trị BYfs là đại lượng đánh giá đơn giản, dễ thực hiện do nó được tính
toán dựa vào khối lượng bùn tươi đầu vào. Theo đó, với các khối lượng bùn tươi
đưa vào khác nhau, ta có thể xác định được tương đối tổng lượng khí sẽ sinh ra. Tuy
nhiên giá trị này mang tính định tính và không chính xác do những biến động trong
thành phần đầu vào cũng như tính không ổn định của quá trình ủ biogas. Giá trị
BYfs sẽ thích hợp để ứng dụng trong điều kiện đầu vào ổn định về thành phần và
quá trình ủ biogas không có những biến động lớn.
Giá trị BYds là đại diện của chất lượng quá trình phân giải kỵ khí. Đây là
một thông số có vai trò đặc biệt quan trọng, bởi vì nó là thước đo hiệu quả của việc
sử dụng phần hữu cơ trong bùn thải của các vi khuẩn. Việc bổ sung chế phẩm sinh
học là một giải pháp rất kịp thời, giúp cho quá trình khoáng hóa chất hữu cơ, sinh
biogas thuận lợi hơn. Kết quả này có được là do trong chế phẩm EM có chứa một
lượng lớn các vi sinh vật hữu hiệu gồm vi khuẩn, xạ khuẩn, nấm mốc, có vai trò
trong thúc đẩy và tăng hiệu suất phân giải chất hữu cơ bao gồm cả các chất hữu cơ
dễ phân hủy như tinh bột, protein và các chất khó phân giải như xenluloza... Có thể
67
nhận thấy hiệu quả của sử dụng EM tốt nhất là đối với mẫu bùn cống, sau đó là bùn
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
hồ và cuối cùng là bùn nhà máy xử lý nước thải. Điều này có thể lý giải được do
bùn nhà máy xử lý nước thải là bùn có TS khá cao TS=21%, bùn đã được định hình
ở dạng rắn, ẩm, sự hoạt động của các vi sinh vật trong chế phẩm sẽ không linh hoạt
được như trong các mẫu bùn dạng lỏng là bùn hồ và bùn cống với TS = 6% và 3%.
Hơn nữa, bùn nhà máy xử lý nước thải có hàm lượng kim loại nặng cao, do đó có
thể gây tác động tới quá trình phân giải kỵ khí khi các tác dụng ức chế và tính độc
hại của kim loại nặng cho quá trình acid hóa của phân giải kỵ khí đã được báo cáo
trong các nghiên cứu khác nhau (ví dụ: Demirel và Yenigun, 2002).
Từ kết quả năng suất biogas từ mô hình ủ biogas trong nghiên cứu này,
có thế thấy năng suất biogas tương đối thấp nếu so sánh với trung bình chung của thế giới (0,6 m3/kg vật chất khô – tương đương 0,6 l/g TOM)[36] và thấp hơn nhiều so với năng suất biogas tối đa thực tế (920 - 980 Nm3/1000kg vật chất hữu
cơ khô –tương đương 0,92 – 0,98 Nl/g TOM) [22]. Năng suất biogas theo vật chất
khô trong nghiên cứu được ghi nhận có giá trị trung bình là 0,41(Nl/g OM); cao
nhất là 0,51(Nl/g OM) và thấp nhất là 0,31(Nl/g OM). Sự khác biệt giá trị này có
nhiều nguyên nhân, ngoài ảnh hưởng của bùn thải đầu vào của khu vực nghiên cứu
(thành phần phức tạp hơn, các thông số độc tính với vi sinh vật phân giải kỵ khí
như pH thấp, hàm lượng kim loại nặng cao...) còn do sự ổn định của quá trình chưa
cao, đặc biệt với thông số nhiệt độ của quá trình ủ.
Năng suất sinh khí hay sản lượng khí là thông số được sử dụng rộng rãi.
Tuy nhiên, sự dao động của thông số này là không thể tránh được, thậm chí trong
trạng thái cân bằng, bởi vì đặc trưng của hầu hết mọi hệ thống sinh học là đều có
sự thay đổi hàng ngày. Từ thực nghiệm cho thấy, giá trị năng suất biogas từ bùn
thải là một giá trị rất nhạy cảm và dễ biến động bởi các yếu tố ảnh hưởng khác
nhau như tăng, giảm đột ngột nhiệt độ; tăng giảm đột ngột pH...Trên thực tế thì
không thể duy trì tất cả mọi điều kiện hoạt động và môi trường ở hằng số không
đổi để quá trình xảy ra một cách ổn định. Việc ổn định năng suất khí và tăng
năng suất khí là mục tiêu khó khăn và quan trọng để đảm bảo ứng dụng công
68
nghệ biogas thành công.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
3.3. Thảo luận tiềm năng công nghệ biogas ở Việt Nam
Với kết quả năng suất khí biogas trên, nếu coi giá trị của các mẫu bùn ủ thí nghiệm
là đại diện đặc trưng cho các mẫu bùn khu vực, áp dụng vào thực tế phát sinh bùn
thải đô thị khu vực nghiên cứu theo khảo sát (phần 3.1.1), ta tính toán được lượng khí biogas có thể thu được từ bùn cống 5 nghìn m3 – 10 nghìn m3, lượng khí biogas từ bùn sông hồ là 180 nghìn m3– 250 nghìn m3, lượng khí biogas từ bùn nhà máy xử lý là 11 nghìn m3 – 14 nghìn m3. Với tổng lượng biogas ước tính hàng năm có thể sản xuất của khu vực nghiên cứu là 200 nghìn m3– 280 nghìn m3 , lợi ích kinh tế có
thể thu được tương đương 120 nghìn - 170 nghìn kg dầu hỏa, 160 nghìn – 220 nghìn
kg than, 250 nghìn -350 nghìn kW điện, trị giá 370 tỷ - 500 tỷ Việt Nam đồng,
ngoài ra còn các lợi ích về môi trường xã hội khác, cho thấy tiềm năng rất lớn nếu
ứng dụng công nghệ này ở Việt Nam.
Tuy nhiên, sản xuất khí sinh học từ bùn thải được xem là lĩnh vực mới mẻ ở
Việt Nam, mặc dù Việt Nam đã có những kinh nghiệm phong phú trong việc sử
dụng khí sinh học trong xử lý chất thải chăn nuôi ở các vùng nông thôn. Việt Nam
hiện đã có quan tâm và nghiên cứu hướng áp dụng công nghệ biogas trong xử lý
bùn thải tuy nhiên các nghiên cứu về ủ yếm khí bùn thải đô thị còn chưa có nhiều,
một số kết quả đạt được là những bước đầu, ứng dụng thực tế còn rất nhiều hạn chế.
Một vấn đề thiết yếu trong việc sản xuất khí sinh học dựa trên bùn thải ở
Việt Nam là tỷ lệ sản xuất khí sinh học của bùn thải là quá thấp đến mức doanh thu
khí sinh học không thể trang trải chi phí của xử lý bùn nước thải. Hiện nay chưa có
thống kê đáng tin cậy nào từ dữ liệu cơ quan quản lý về sản lượng khí sinh học thu
hồi từ bùn thải đô thị của Việt Nam nhưng theo một số nghiên cứu độc lập, sản
lượng khí sinh học trung bình của bùn thải của ở Việt Nam tương đối thấp. Điều
này đã được tìm thấy tương quan với sản lượng sinh khí của một số nước lân cận
như Trung Quốc (7,5 mét khối khí sinh học cho mỗi mét khối bùn thô (Wu et al.,
2009) so với Bắc Âu 38 mét khối khí sinh học cho mỗi mét khối bùn (Christensen,
69
2010) do bị ảnh hưởng bởi chất lượng nước thải, công nghệ xử lý nước thải, quy mô
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
quản lý và xử lý bùn chưa phát triển ảnh hưởng tới chất lượng sinh khí. Có thể nhìn
nhận trong tương lai, dòng chảy không ổn định của nguồn cung cấp và số lượng
tương đối nhỏ của nó là những lý do phổ biến ảnh hưởng tới sự phát triển của việc
ứng dụng sản xuất khí sinh học từ bùn thải ( Liu , 2010). Hơn thế nữa, chi phí đầu
tư và chi phí hoạt động là rất cao và nguồn ngân sách được bù đắp bởi chính quyền
là không đủ. Kết quả là chưa có sự chú trọng để đầu tư vào việc sản xuất khí sinh
học trên. Và Việt Nam hiện nay, không có mô hình thương mại để sản xuất khí sinh
học trong các nhà máy xử lý bùn nước thải .
Một số khó khăn gặp phải trong việc ứng dụng xử lý yếm khí các chất thải
nước thải ở các nước đang phát triển trong đó có Việt Nam được liệt kê dưới đây
(Lettinga, 1995, 2001; Switzenbum, 1995; Tafdrup, 1995; Iza et al., 1991):
- Nhà thầu thiếu kinh nghiệm và chuyên gia tư vấn => các nhà máy kém chất
lượng.
- Thiếu thông tin đáng tin cậy về tiềm năng của công nghệ này.
- Sự không hoàn chỉnh của học thuật, hành chính, luật pháp và cơ sở hạ tầng
thương mại trong khu vực / quốc gia.
- Thiếu kiến thức về hệ thống trong thực tế, đôi khi thậm chí trong các viện
nghiên cứu và các trường đại học.
- Không có đầy đủ các nghiên cứu thí điểm, không có kinh nghiệm đầy đủ quy
mô.
- Không có các nhà khai thác giáo dục đúng cách, thiếu sự tín nhiệm, thiếu
kiến thức kỹ thuật về bảo trì và sửa chữa.
- Chính quyền và các nhà hoạch định chính sách thiếu thông tin.
- Trong một số trường hợp, nơi sẵn có đất và không tốn kém, chôn lấp hay đổ
thải là giải pháp kinh tế hơn so với xử lý yếm khí.
Để thúc đẩy việc thực hiện và sử dụng hợp lý phân hủy yếm khí công nghệ,
cần có sự đầu tư, đào tạo bài bản và xây dựng các chương trình thích hợp với điều
70
kiện khu vực áp dụng. Công việc nghiên cứu khoa học trong lĩnh vực này cần đẩy
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
mạnh hơn. Ngoài ra còn có cần được tài trợ từ chính phủ hoặc các tổ chức quốc tế,
và các dự án nhà máy thí điểm và / hoặc cuộc thử nghiệm quy mô (Foresti năm
2001; Karekezi, 1994).
Tuy nhiên, sản lượng khí sinh học thấp không có nghĩa là việc sản xuất khí
sinh học từ bùn thải sẽ kết thúc trong thất bại ở Việt Nam. Những mặt tích cực của
việc này cần lưu ý, đặc biệt trong tình hình thực tế khi các cơ quan quản lý và các
nhà môi trường nhận thấy rằng: bùn thải đô thị là một sản phẩm phụ không thể
tránh khỏi của quá trình xử lý nước thải; tăng dân số và phát triển đô thị sẽ tăng
lượng bùn tạo ra, là gánh nặng tài chính cho các thành phố và gây suy thoái môi
trường nếu tiếp tục chôn lấp đổ thải như hiện nay. Đồng thời với nó, việc xử lý bùn
thải đúng cách, bùn thải là một mặt hàng có giá trị, được tái sử dụng như một loại
hàng hóa mang lại lợi ích và được quản lý một cách giảm thiểu rủi ro đối với sức
khỏe cộng đồng và môi trường. Với nhìn nhận đó, nhà nước đã có những chính sách
hỗ trợ cho nghiên cứu để từng bước áp dụng vào thực tiễn. Từ năm 2010 cho đến
nay, Chính phủ đã ban hành nhiều chính sách khuyến khích đầu tư trong lĩnh vực
năng lượng tái tạo, với mục tiêu của là tới năm 2020 có thể tăng tổng năng lượng tái
tạo phục vụ sản xuất, đời sống lên 4,5%. Đây là điều kiện tiền đề tốt thúc đẩy sự
phát triển công nghệ biogas nói chung và công nghệ biogas ứng dụng với bùn thải
đô thị nói riêng.
Cơ hội khác để phát triển sản xuất khí sinh học từ bùn thải xuất phát từ tiềm
năng gia tăng nhu cầu khí tự nhiên trong lĩnh vực giao thông của Việt Nam. Để
giảm lượng khí thải, khí thiên nhiên nén đã được ưu tiên để thúc đẩy. Bio- mê-tan
có thể thay thế khí đốt tự nhiên được sử dụng trong xe. Bên cạnh đó, do được sản
xuất từ sinh khối , Bio - mê-tan là môi trường thân thiện hơn so với khí đốt tự
71
nhiên. Do đó, hy vọng là một tương lai tươi sáng cho hướng đi này ở Việt Nam.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Kết luận
- Trong thành phần bùn thải được lấy nghiên cứu tại nội thành Hà Nội có hàm
lượng vật chất hữu cơ khá cao, dao động từ 4,19 – 42,95 %. Kết quả phân tích hàm
lượng nitơ tổng số trong bùn thải khá cao, so với trong đất thuộc loại trung bình đến
giàu. Đặc biệt bùn ở nhà máy xử lý nước thải Yên Sở và Kim Liên thuộc loại rất
giàu (% N lần lượt là 1,3 và 3,08 %). Do thành phần nguồn thải không ổn định nên
hàm lượng nitơ trong bùn hệ thống thoát nước thải đô thị cũng chênh lệch nhau khá
nhiều (cao nhất là 0,81% và thấp nhất là 0,11%). Hàm lượng P tổng số trong bùn rất
cao, dao động từ 0,49 – 8,09 %, lớn hơn gấp nhiều lần so với đất giàu photpho. So
với % hàm lượng kali trong đất thì bùn thải thuộc mức độ nghèo, hầu như đều <1,
dao động từ 0,35 đến 1,38. Ngoài ra sự hiện diện với hàm lượng tương đối cao của
các kim loại nặng và sự hiện diện của các vi sinh vật gây bệnh cần được chú ý khi
tái sử dụng bùn.
- Tận thu các thành phần có giá trị trong bùn đã cho thấy kết quả ban đầu với
phương thức xử lý là ủ kỵ khí, quy mô phòng thí nghiệm, cho ra sản phẩm là khí
sinh học, có thể ứng dụng tạo năng lượng sạch cho đốt, sinh nhiệt, phát điện... Khả
năng sinh khí của bùn từ 0,31 đến 0,51 (Nl/g OM) tùy loại bùn.
- Bổ sung chế phẩm EM cho đáp ứng tốt, nâng cao hiệu quả ủ của mô hình kị
khí, biểu hiện ở tốc độ phân hủy kỵ khí nhanh hơn và năng suất sinh khí ở các mô
hình ủ có bổ sung chế phẩm cao hơn từ 1,09 đến 1,23 lần tùy loại bùn ủ, so với các
mô hình ủ không bổ sung chế phẩm.
- Bùn sau ủ hàm lượng N, P cao, có thể nghiên cứu tận dụng làm phân bón cho
72
đất nông lâm nghiệp với hàm lượng thích hợp.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Kiến nghị
- Đề tài cần được tiếp tục triển khai trên quy mô pilot để có đánh giá chính xác
hơn so với thực tế, các can thiệp để giúp tăng giá trị sản lượng biogas cần được
nghiên cứu sâu hơn.
- Cần nghiên cứu thêm về vấn đề xử lý vi sinh vật và kim loại nặng vượt tiêu
chuẩn cho phép để có thể tái sử dụng bùn thải cho nhiều mục đích khác nhau, hàm
lượng Hg, Pb cần được đánh giá bổ sung khi áp dụng bùn sau ủ vào đất nông
nghiệp.
- Cần đầu tư nghiên cứu để xác định ảnh hưởng cũng như khả năng tích lũy
chất độc của bùn thải đến hệ sinh thái và cây trồng.
- Phân tích và phân loại các loại bùn khác nhau nhằm tăng khả năng sử dụng
73
cho các mục đích tái chế khác nhau giúp cải thiện hiệu quả xử lý và kinh tế.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
TÀI LIỆU THAM KHẢO
Tiếng Việt
1. Bộ Khoa học và Công nghệ (2003), Kỹ thuật xử lý môi trường nông thôn Việt
Nam, NXB Nông Nghiệp.
2. Bộ tài nguyên và môi trường (2008), Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về giới hạn
nồng độ cho phép của kim loại nặng trong đất, QCVN 03:2008/BTNMT.
3. Bộ tài nguyên và môi trường (2013), Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về ngưỡng
nguy hại đối với bùn thải từ quá trình xử lý nước, QCVN 50: 2013/BTNMT.
4. Công ty TNHH nhà nước MTV thoát nước Hà Nội (2012), Báo cáo công tác
duy trì hệ thống thoát nước và quản lý chất lượng nước trên địa bàn thành
phố Hà Nội, Hà Nội.
5. Nguyễn Xuân Cự, Lê Văn Khoa, Bùi Thị Ngọc Dung, Lê Đức, Trần Khắc Hiệp,
Các Văn Tranh (2000), Phương pháp phân tích đất – nước – phân bón – cây
trồng, NXB Giáo Dục.
6. Hoàng Văn Huệ, Trần Đức Hạ ( 2002), Thoát nước – Tập II: Xử lý nước thải,
NXB Khoa học và Kỹ thuật.
7. Dương Nguyên Khang (2008), Hiện trạng và xu hướng phát triển công nghệ
biogas ở Việt Nam, Đại học Nông Lâm TP Hồ Chí Minh.
8. Nguyễn Quang Khải (2001), Công nghệ khí sinh học, NXB Xây Dựng.
9. Luật Bảo vệ môi trường bổ sung theo Nghị quyết số 51/2001/QH10 ngày 25
tháng 12 năm 2001 của Quốc hội khóa X, kỳ họp thứ 10.
10. Lương Đức Phẩm (2002), Công nghệ xử lý chất thải bằng biện pháp sinh học,
NXB Giáo Dục, Hà Nội.
11. Nguyễn Đức Lượng, Nguyễn Thị Thùy Dương (2003), Công nghệ sinh học môi
trường tập II, NXB Đại Học Quốc Gia TP Hồ Chí Minh.
12. Lâm Vĩnh Sơn (2007), Kỹ thuật xử lý nước thải, ĐH Kỹ thuật Công nghệ Tp.
74
Hồ Chí Minh.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
13. Ngô Kế Sương, Nguyễn Lân Dũng (2002), Sản xuất khí đốt (Biogas) bằng kỹ
thuật lên men kỵ khí, NXB Nông Nghiệp, Hà Nội.
14. Phạm Văn Thành (2002), Công nghệ sản xuất khí sinh học – Kỹ thuật xây dựng
hầm lò biogas VACVINA, NXB Khoa học & Kỹ thuật, Hà Nội.
15. Nguyễn Duy Thiện (2001), Công trình năng lượng khí sinh học Biogas, NXB
Xây Dựng, Hà Nội.
16. Viện Môi trường và Tài nguyên, Đại học quốc gia tp. Hồ Chí Minh (2010), Báo
cáo tổng hợp “Nghiên cứu các biện pháp bảo vệ môi trường trong hoạt động
nạo vét, vận chuyển và đổ bùn lắng kênh rạch tp. Hồ Chí Minh”, tp.Hồ Chí
Minh.
Tiếng Anh
17. Appels, L.; Baeyens, J.; Degrève, J.; Dewil, R. (2008), “ Principles and
potential of the anaerobic digestion of waste activated sludge”, Progress in
Energy and Combustion Science 34, 755 781. ‐
18. Barbara De Lucia, Giuseppe Cristiano, Lorenzo Vecchietti, Elvira Rea, and ‐
Giovanni Russo, (2013), Agronomic and Environmental Quality Assessment
of Sewage Sludge-Based Compost, Applied and Environmental Soil Science,
2013(10).
19. Bolzonella D, Innocenti L, Cecchi F.(2002), “BNR wastewater treatments and
sewage sludge anaerobic mesophilic digestion performances”, Wat Sci
Technol; 46(10):199–208.
20. Bilal Keskin, Ibrahim Hakki Yilmaz, Mehmet Ali Bozkurt and Hakki Akdeniz,
(2009), Sewage Sludge as Nitrogen Source for Irrigated Silage Sorghum,
Journal of Animal and Veterinary Advances, 8(3): 573-578.
21. Bridle, T.R. and Webber, M.D. (1982), A Canadian perspective on toxic
organics in sewage sludge, Environmental Effets of Organic and Inorganic
Contaminants in Sewage Sludge, 27 – 37.
75
22. CEC - Council of the European Communities (2003): Proposals for a Directive
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
of the European Parliament and of the Council on spreading of sludge on
land, Brussels, 30 April 2003.
23. CEC - Council of the European Communities (1986): Council Directive of 12
June 1986 on the protection of the environment, and in particular of the soil,
when sewage sludge is used in agriculture (86/278/EEC). Official J. of the
European Communities, 4 July 1986, No. L 181/6-No. L 181/12.
24. Chongrak Polprasert (1989), Organic Waste Recycling, Jonhn Wiley & Son Ltd.
25. D. P. Chynoweth (2004), “Biomethane from energy crops and organic wastes”, Proceedings of the 10th World Congress on Anaerobic Digestion, Montreal,
Canada, 525-530.
26. Davis and Hall J.E (1997), Production, treatment, and disposal of wastewater
sludge in Europe from a UK perspective, European Water Pollution Control,
Volume 7, Issue 2, Pages 9-17.
27. Dr David Butler, Paul Docx, Martin Hession (2001), Pollutants in Urban Waste
Water and Sewage Sludge, Final report by I C Consultants Ltd London,
United Kingdom.
28. Dohányos M., J. Zábranská, (2001), “Sludge into biosolids: processing,
disposal, and utilization”, IWA publishing Chapter 13:223–241.
29. Ellilot, L.F and F.J.Stevenson (eds.) (1977), Soils for management of organic
wastes and wastewaters, Soils Science Society of America, Madison,
Wisconsin.
30. EC - European Commission (2000), Working document on sludge, 3rd draft. 27
April. Brussels, Belgium: DG Environment, European Commission.
31. EC - European Commission (2006), Report from the Commission to the Council
and the European Parliament on the implementation of community waste
legislation for the period 2001–2003, COM (2006) 406 final, European
Commission, Brussels.
32. EC - European Commission (2001), Pollutants in urban waste water and sewage
76
sludge, Office for official Publications of the European Commission,
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
Luxembourg, p.232.
33. ESCAP (1984), Updated Guidebook on Biogas Development. United Nation,
New York.
34. EU Directive 75/318/EEC (1993) Technical directive concerning human
medicinal products, amended 1993.
35. EU Directive 81/852/EEC (1993) Technical directive concerning veterinary
medicinal products, amended 1993.
36. Gosset J, Belser R. (1982), “Anaerobic digestion of waste activated sludge.”, J
Env Eng,108:1101–20.
37. Metcalf and Eddy (1985), Wastewater Engineering: Treatment, Disposal and
Refuse, Mc Graw-Hill.
38. EFAR - European Federation for Agricultural Recycling (2007), Public Health
Risk Assessment of Sludge Landspreading, Final Report produced 18 July
2008 by INERIS.
39. Hamzawi N., Kennedy K.J. and Mclean D.D. (1998), “Anaerobic digestion of
commingled municipal solid waste and sewage sludge”, Water Science and
Technology, 38, 127-132.
40. Igoni, A. H., M. F. N. Abowei, J. M. Ayotamuno, and C. L. Eze. (2007),
“Effect of total solids concentration of municipal solid waste in anaerobic
batch digestion on the biogas produced”, Journal of Food, Agriculture &
Environment 5 (2): 333 – 337.
41. K. Navickas (2007), Biogas for farming, energy conversion and environment
protection, International symposium, Biogas, technology and environment,
University of Maribor, Faculty of Agriculture, 25-29.
42. N.J.Themelis (2002), Anaerobic digestion of biodegradable organics in
municipal solid wastes, Engineering &Applied Science, New York.
43. Ogunbiyi A. (2001), Local technology in solid waste management in Nigeria,
Proc. National Engineering Conference and Annual General Meeting of
77
the Nigeria Society of Engineers, 73-79.
Khoa Môi trường – ĐHKHTN Hà Nội Luận văn thạc sĩ khoa học
44. W. Rulkens (2008), “Sewage sludge as a biomass resource for the production of
energy: overview and assessment of the various options”, Ener. Fuel., 22,
9–15.
45. Robert F. Bevacqua Valerie J. Mellano, (1993), Crop response to sewage sludge
compost: a preliminary report, California Agriculture 47(3):22-24.
46. Schröder, E.W.; De Haast, J. (1987), “Anaerobic Digestion in Effluent
Treatment Part 1: Reactor Development”, South African Journal of Dairy
Science 19, 117–124.
47. S. Babel, J. Sae-Tang, A. Pecharaply, (2009), Anaerobic co-digestion of sewage
and brewery sludge for biogas production and land application, International
Journal of Environmental Science & Technology, 6 (1): 131-140.
48. US EPA, US Environmental Protection Agency (1993) Part 503 – Standards for
Use or Disposal of Sewage Sludge, Federal Register 58, 9387-9404.
49. United States Environmental Protection Agency (2009). Targeted National
Sewage Sludge Survey Statistical Analysis Report, Targeted National Sewage
Sludge Survey . Federal Government of the United States of America .
Retrieved 2009-08-06.
50. United States Environmental Protection Agency (2005), Human Health Risk
Evaluation of Land Application of Sewage Sludge/Biosolids , North Carolina
Health Department: Occupational and Environmental Epidemiology Branch,
78
November 2005.
