Luận án Tiến sĩ Công nghệ sinh học: Nghiên cứu ứng dụng vi sinh vật bản địa để xử lý nước thải trong giết mổ gia súc tập trung

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO

TRƯỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA HÀ NỘI

TRẦN THỊ THU LAN

NGHIÊN CỨU ỨNG DỤNG VI SINH VẬT BẢN ĐỊA ĐỂ XỬ LÝ NƯỚC

THẢI TRONG GIẾT MỔ GIA SÚC TẬP TRUNG

LUẬN ÁN TIẾN SĨ CÔNG NGHỆ SINH HỌC

HÀ NỘI – 2017

i

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO TRƯỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA HÀ NỘI

TRẦN THỊ THU LAN

NGHIÊN CỨU ỨNG DỤNG VI SINH VẬT BẢN ĐỊA ĐỂ XỬ LÝ NƯỚC

THẢI TRONG GIẾT MỔ GIA SÚC TẬP TRUNG

Chuyên ngành: Công nghệ sinh học

Mã số: 62420201

LUẬN ÁN TIẾN SĨ CÔNG NGHỆ SINH HỌC

HƯỚNG DẪN KHOA HỌC:

GS. TS. Nguyễn Văn Cách

HÀ NỘI – 2017

ii

LỜI CẢM ƠN

Đầu tiên, tôi xin gửi lời cảm ơn sâu sắc tới GS. TS. Nguyễn Văn Cách người Thầy đã

hướng dẫn và giúp tôi định hướng trong nghiên cứu khoa học, trợ giúp tài chính phục vụ

nghiên cứu trong suốt thời gian thực hiện luận án.

Tôi cũng xin gửi lời cảm ơn chân thành đến tập thể cán bộ phòng Công nghệ xử lý

nước, Viện Công nghệ môi trường, Viện Hàn lâm Khoa học và Công nghệ Việt Nam. Đây

không chỉ là nơi đào tạo giúp tôi trưởng thành hơn trong hoạt động nghiên cứu khoa học mà

còn là nơi để tôi chia sẻ những khúc mắc gặp phải trong quá trình thực hiện luận án. Lãnh đạo

phòng đã tạo điều kiện về mặt thời gian và trang thiết bị để tôi thực hiện trong suốt quá trình

làm luận án.

Tôi xin gửi lời cảm ơn đến chủ nhiệm đề tài KC 08.04, TS. Đỗ Tiến Anh, Viện Khoa

học khí tượng thủy văn đã hỗ trợ kinh phí và thiết bị thí nghiệm cho các nội dung nghiên cứu

thực hiện luận án.

Tôi xin chân thành cảm ơn đến các thầy cô của bộ môn vi sinh- hóa sinh- sinh học

phân tử, Viện Công nghệ sinh học và Thực phẩm, trường Đại học Bách Khoa Hà Nội, những

kiến thức mà tôi được tiếp thu, tích lũy trong suốt thời gian học tập tại đây từ khi là một sinh

viên đại học là nền tảng không thể thiếu để tôi có đủ khả năng tiếp thu, trau dồi kiến thức mới

phục vụ cho các nghiên cứu trong luận án.

Tôi xin chân thành cảm ơn các thầy cô của Viện đào tạo sau đại học đã giúp đỡ và

hướng dẫn tận tình cho tôi các mẫu giấy tờ văn bản trong suốt quá trình học tập và hoàn thành

luận án.

Để hoàn thành luận án này không thể không nhắc tới sự hỗ trợ và khuyến khích về

tinh thân của những người thân trong gia đình và bạn bè.

Hà Nội, ngày........tháng/ năm 2017

Tác giả luận án

i

LỜI CAM ĐOAN

Tôi xin cam đoan đây là công trình nghiên cứu của tôi. Các số liệu, kết quả nêu trong

luận án là trung thực và chưa sử dụng để bảo vệ một học vị nào, chưa được ai công bố trong bất kì một công trình nghiên cứu nào.

Hà nội, ngày ...........tháng ............năm 2017

Tác giả luận án

ii

MỤC LỤC

MỤC LỤC

DANH MỤC CÁC KÝ HIỆU VIẾT TẮT DANH MỤC HÌNH VẼ

DANH MỤC BẢNG MỞ ĐẦU ..................................................................................................................................... 1 CHƯƠNG 1: TỔNG QUAN .................................................................................................... 4

1.1. Hiện trạng giết mổ gia súc ................................................................................................ 4

1.1.1. Hiện trạng quy trình giết mổ và nguồn phát thải chất thải trong quá trình giết mổ gia

súc ................................................................................................................................... 4

1.1.2. Đặc tính nước thải và nguồn thải ngành giết mổ gia súc ............................................. 6

1.2. Các công nghệ xử lý nước thải giết mổ ............................................................................ 9

1.2.1. Phương pháp cơ học và hóa lý ..................................................................................... 9

1.2.1.1. Phương pháp cơ học .............................................................................................. 9

1.2.1.2. Phương pháp hóa lý ............................................................................................ 10

1.2.2. Phương pháp sinh học ................................................................................................ 10

1.2.2.1. Phương pháp sinh học kị khí ............................................................................... 10

1.2.2.2. Phương pháp hiếu khí ......................................................................................... 11

1.2.3. Các nghiên cứu công nghệ xử lý nước thải giết mổ gia súc ....................................... 13

1.2.3.1. Các công nghệ nghiên cứu và áp dụng tại các cơ sở giết mổ trên thế giới ......... 13

1.2.3.2. Tình hình nghiên cứu công nghệ xử lý nước thải giết mổ gia súc của Việt Nam16

1.2.4. Giải pháp công nghệ xử lý có khai thác chất ô nhiễm trong bể xử lý sinh học tích hợp

đa chức năng ......................................................................................................................... 18

1.2.4.1. Nguyên lý hoạt động bể tích hợp năm chức năng ............................................... 18

1.2.4.2. Giải pháp công nghệ này đã được kiểm nghiệm công nghệ thành công tại các

nguồn nước thải khác nhau: ............................................................................................. 20

1.3. Giải pháp công nghệ xử lý nước thải ngành giết mổ gia súc bằng phương pháp sinh

học ..................................................................................................................................... 21

1.3.1. Cơ sở khoa học của phương pháp xử lý sinh học ....................................................... 21

1.3.2. Cơ sở lý thuyết loại bỏ hợp chất hữu cơ, nitơ trong nước .......................................... 22

1.3.3. Giải pháp công nghệ xử lý bằng bùn hoạt tính........................................................... 24

1.3.4. Chế phẩm vi sinh vật trong xử lý nước thải ............................................................... 28

iii

1.3.4.1. Vi sinh vật trong nước thải ................................................................................. 28

1.3.4.2. Vi khuẩn thuộc chi Bacillus ................................................................................ 28

1.3.4.3. Mục tiêu phân lập chọn chủng vi sinh vật .......................................................... 29

1.3.4.4. Tổng quan về chế phẩm vi sinh .......................................................................... 31

1.3.4.5. Các nghiên cứu ứng dụng chế phẩm VSV .......................................................... 33

1.4. Định hướng nghiên cứu và phát triển giải pháp công nghệ của Luận án .................. 35

1.4.1. Cơ sở khoa học trong xây dựng hướng nghiên cứu của Luận án ............................... 35

1.4.2. Hướng phân giải protein ............................................................................................. 37

1.4.3. Tổng hợp các hướng phát triển công nghệ trong luận án ........................................... 38

CHƯƠNG 2: VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU ....................................... 41

2.1. Vật liệu .............................................................................................................................. 41

2.1.1. Đối tượng nghiên cứu ................................................................................................. 41

2.1.2. Hoá chất thí nghiệm ................................................................................................... 41

2.1.3. Thiết bị phân tích ........................................................................................................ 41

2.1.4. Môi trường.................................................................................................................. 42

2.2. Phương pháp nghiên cứu ................................................................................................ 42

2.2.1. Phương pháp lấy mẫu ................................................................................................. 42

2.2.2. Phương pháp xác định các chỉ tiêu trong nước .......................................................... 43

2.2.3. Phương pháp vi sinh vật ............................................................................................. 43

2.2.3.1. Phân lập ............................................................................................................... 43

2.2.3.2. Phương pháp tuyển chọn ..................................................................................... 44

2.2.4. Phương pháp định danh bằng phương pháp truyền thống .......................................... 46

2.2.4.1. Thử hoạt tính catalase ......................................................................................... 46

2.2.4.2. Khả năng sử dụng một số loại đường ................................................................. 47

2.2.5. Phương pháp định danh bằng phương pháp sinh học phân tử ................................... 47

2.2.5.1. Tách DNA tổng số từ vi khuẩn ........................................................................... 47

2.2.5.2. Nhân khuyếch đại gen bằng phản ứng PCR ....................................................... 48

2.2.5.3. Tinh sạch sản phẩm PCR .................................................................................... 48

2.2.5.4. Xác định trình tự chuỗi nucleotid và so sánh tương quan trình tự gen ............... 48

2.2.6. Tạo chế phẩm ............................................................................................................. 49

2.2.6.1. Khảo sát các điều kiện lên men thu sinh khối của chủng ................................... 49

2.2.6.2. Lên mem thu sinh khối của các chủng VSV tuyển chọn để tạo chế phẩm ......... 50

iv

2.2.6.3. Phương pháp tạo chế phẩm ................................................................................. 50

2.2.7. Phương pháp xử lý nước thải giết mổ gia súc quy mô phòng thí nghiệm .................. 52

2.2.7.1. Phương pháp hiếu khí theo mẻ quy mô bình 5L ................................................. 52

2.2.7.2. Phương pháp xử lý hiếu khí bán liên tục quy mô 35L ........................................ 53 2.2.8. Phương pháp xử lý nước thải giết mổ gia súc quy mô pilot hiện trường 20 m3/ngày 57

2.2.8.1. Xác định thời gian khởi động của bể tích hợp năm chức năng ........................... 57

2.2.8.2. Xác định hiệu suất xử lý COD trong các chế độ ................................................. 57

2.2.8.3. Xác định hiệu suất xử lý TN trong các chế độ .................................................... 58

2.2.8.4. Đánh giá tính ổn định của chế phẩm ................................................................... 58

CHƯƠNG 3: KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN ........................................................................ 59

3.1. Khảo sát đặc trưng nước thải giết mổ gia súc của một số cơ sở khu vực Hà Nội ...... 59

3.1.1. Cơ sở giết mổ Thịnh An ............................................................................................. 59

3.1.2. Cơ sở giết mổ trâu bò Khắc Ngoan ............................................................................ 60

3.2. Phân lập, tuyển chọn vi khuẩn thích ứng để xử lý nước thải giết mổ gia súc ............ 63

3.2.1. Phân lập vi khuẩn ....................................................................................................... 63

3.2.2. Tuyển chọn các chủng vi khuẩn phân lập .................................................................. 64

3.2.2.1. Kiểm tra năng lực phân giải cơ chất của các chủng phân lập ............................. 64

3.2.2.2. Khả năng sinh trưởng, phát triển của các chủng tuyển chọn .............................. 65

3.2.2.3. Năng lực loại bỏ COD trong nước thải giết mổ gia súc của các chủng tuyển chọn67

3.2.3. Định tên các chủng vi sinh vật tuyển chọn ................................................................. 70

3.2.3.1. Đặc điểm hình thái, sinh lý, sinh hóa của các chủng .......................................... 71

3.2.3.2. Định tên chủng bằng phương pháp sinh học phân tử ......................................... 73

3.3. Thử nghiệm tạo chế phẩm vi sinh vật ............................................................................ 76

3.3.1. Thử nghiệm xác định các điều kiện lên men thu sinh khối vi khuẩn ......................... 76

3.3.1.1. Lựa chọn môi trường thích hợp .......................................................................... 77

3.3.1.2. Ảnh hưởng của pH đến môi trường .................................................................... 78

3.3.1.3. Nhu cầu oxy hòa tan đến năng lực phát triển sinh khối vi sinh vật .................... 80

3.3.1.4. Ảnh hưởng của tỷ lệ cấp giống đến năng lực phát triển sinh khối VSV ............. 80

3.3.1.5. Trạng thái sinh trưởng và phát triển của các chủng đã tuyển chọn..................... 82

3.3.2. Tạo chế phẩm ............................................................................................................. 83

3.3.2.1. Khả năng xử lý nước thải giết mổ gia súc của các chủng tuyển chọn ................ 83

3.3.2.2. Kiểm định đặc tính chủng trong môi trường thực............................................... 86

v

3.3.3. Tạo chế phẩm vi sinh vật xử lý nước thải giết mổ gia súc ......................................... 87

3.3.3.1. Kiểm tra sự tương hỗ của các chủng vi khuẩn thí nghiệm .................................. 87

3.3.3.2. Quy trình công nghệ tạo chế phẩm vi sinh vật .................................................... 87

3.3.3.3. Sơ đồ quy trình công nghệ tạo chế phẩm vi sinh vật .......................................... 90

3.4. Thử nghiệm ứng dụng chế phẩm trong xử lý nước thải giết mổ gia súc quy mô

phòng thí nghiệm .................................................................................................................... 90

3.4.1. Thử nghiệm ứng dụng chế phẩm trong xử lý nước thải giết mổ gia súc bằng phương

pháp hiếu khí theo mẻ trên quy mô bình 5L ........................................................................ 90

3.4.1.1. Năng lực xử lý COD ........................................................................................... 91

3.4.1.2. Năng lực xử lý nitơ tổng ..................................................................................... 92

3.4.1.3. Xác định MLSS qua các mẻ xử lý ...................................................................... 94

3.4.1.4. Diến biến chất ô nhiễm theo thời gian xử lý của chế phẩm ................................ 96

3.4.2. Xử lý nước thải giết mổ bằng phương pháp hiếu khí bán liên tục quy mô 35 L........ 97

3.4.2.1. Chỉ số thể tích bùn lắng (SVI) ............................................................................ 97

3.4.2.2. Ảnh hưởng của tải lượng đến hiệu suất xử lý ..................................................... 99

3.4.2.3. Ảnh hưởng của MLSS đến hiệu suất xử lý ....................................................... 102

3.4.2.4. Đánh giá chất lượng bùn thải ............................................................................ 103

3.5. Thử nghiệm năng lực xử lý của chế phẩm ngoài hiện trường trên mô hình xử lý quy mô pilot 20 m3/ngày .............................................................................................................. 104

3.5.1. Theo dõi giai đoạn khởi động của hệ thống ............................................................. 104

3.5.2. Theo dõi vận hành của hệ thống khi ổn định. .......................................................... 106

3.5.2.1. Biến thiên pH và DO trong bể tích hợp chức năng ........................................... 107

3.5.2.2. Biến thiên của COD trong hệ thống pilot ......................................................... 108

3.5.2.3. Hiệu quả xử lý T-N ........................................................................................... 108

KẾT LUẬN…………………………………………………………………………………111

KIẾN NGHỊ .......................................................................................................................... 113

DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH ĐÃ CÔNG BỐ........................................................... 114

CỦA LUẬN ÁN .................................................................................................................... 114

TÀI LIỆU THAM KHẢO .................................................................................................... 115

PHỤ LỤC .............................................................................................................................. 124

vi

DANH MỤC CÁC KÝ HIỆU VIẾT TẮT

Kí hiệu Tiếng Việt Tiếng Anh

ATTP An toàn thực phẩm Food safety

Nhu cầu oxy sinh hóa sau 5 ngày Biochemical oxygen Demand BOD5

Nhu cầu oxy hóa học Chemical Oxygen Demand COD

CSGM Cơ sở giết mổ Cattle slaughterhouse

Oxy hòa tan Dissolved Oxygen DO

Thức ăn/mật độ vi sinh Food/Microorganism F/M

MBR Bể phản ứng kiểu màng sinh học Membrane bioreactor

MLSS Chất rắn lơ lửng trong bể phản ứng Mixed Liquor Suspended Solid

MLVSS Tổng chất lơ lửng bay hơi trong bể Mixed Liquor Volatile Suspended

phản ứng Solid

OLR Tải trọng hữu cơ Organic Loading Rate

SBAR Thiết bị khí nâng hoạt động theo mẻ Sequencing Batch Airlift Reactor

Bể phản ứng hoạt động theo mẻ Sequencing Batch Reactor SBR

Cặn lơ lửng Suspended Solid SS

Thể tích bùn lắng sau 30 phút SV30

Chỉ số thể tích bùn Sludge Volume Iudex SVI

TN Total nitrogen Tổng nitơ

TP Total phosphorus Tổng phốt pho

TSS Total Suspendid Solid Tổng cặn lơ lửng

KBSCP Không bổ sung chế phẩm

Unbioaugmentation

BSCP Bổ sung chế phẩm

Bioaugmentation

LWK Tổng khối lượng thịt trên tổng số Live Weight Kilogram

động vật giết mổ

SWW Nước thải lò mổ

Slaughterhouse wastewater

VSV Vi Sinh Vật Microorganism

vi

DANH MỤC CÁC HÌNH VẼ

Hình 1.1. Sơ đồ minh họa quy trình giết mổ trâu, bò thủ công ............................................. 4

Hình 1.2. Sơ đồ quy trình giết mổ trâu, bò, lợn theo phương pháp bán thủ công ................. 5

Hình 1.3. Biểu đồ minh họa về tỷ lệ các hệ thống xử lý nước thải ngành giết mổ gia súc xử

lý đạt quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về môi trường .............................................................. 16

Hình 1.4. Hình ảnh minh họa nguyên lý cấu tạo và vận hành của bể tích hợp năm chức

năng ..................................................................................................................................... 19

Hình 1.5. Sơ đồ minh họa quá trình xử lý nước thải bằng phương pháp bùn hoạt tính ..... 25

Hình 1.6. Sơ đồ cấu trúc vận hành của công nghệ xử lý nước thải sử dụng nhiều giải đoạn 26

Hình 1.7. Biểu đồ chi phí của hệ thống xử lý sinh học nước thải sử dụng bùn hoạt tính.... 27

Hình 1.8. Chi phí tiêu hao điện năng trong hệ thống xử lý sinh học bùn hoạt tính ............ 27

Hình 1.9. Sơ đồ chỉ nguyên lý chuyển hóa vi sinh các chất ô nhiễm trong xử lý nước thải 36

Hình 1.10. Sơ đồ chỉ tóm tắt nguyên lý quá trình ôxy hóa-khử sinh học trong xử lý nước

thải ....................................................................................................................................... 37

Hình 1.11. Sơ đồ chỉ nguyên lý của quá trình chuyển hóa của protein ............................. 38

Hình 1.12. Sơ đồ công nghệ xử lý chất thải giết mổ gia súc trong luận án ........................ 39

Hình 2.1. Hình ảnh minh họa sơ đồ mô hình hệ pilot trong phòng thí nghiệm ................... 54

Hình 3.1. Đồ thị chỉ quá trình tạo sinh khối của các chủng C theo thời gian .................... 66

Hình 3.2. Đồ thị chỉ quá trình tạo sinh khối của các chủng M theo thời gian ................... 67

Hình 3.3. Đồ thị chỉ năng lực xử lý COD nước thải giết mổ gia súc của các vi sinh vật ... 68

Hình 3.4. Đồ thị chỉ hiệu suất xử lý COD nước thải giết mổ gia súc của các vi sinh vật

tuyển chọn ............................................................................................................................ 68

Hình 3.5. Đồ thị chỉ năng lực xử lý COD nước thải giết mổ gia súc của các vi sinh vật

tuyển chọn ............................................................................................................................ 69

Hình 3.6. Đồ thị chỉ hiệu suất xử lý COD nước thải giết mổ gia súc của các vi sinh vật

tuyển chọn ............................................................................................................................ 69

Hình 3.7. Đặc điểm hình thái khuẩn lạc của các chủng vi sinh vật tuyển chọn được ......... 71

Hình 3.8. Ảnh chụp bản điện di đồ sản phẩm PCR nhân gen mã hóa 16S rDNA của 3 ..... 73

Hình 3.9. Cây phân loại của chủng M2 dựa vào trình tự gen mã hóa 16S rDNA .............. 74

Hình 3.10. Cây phân loại của chủng C1 dựa vào trình tự gen mã hóa 16S rDNA ............. 75

Hình 3.11. Cây phân loại của chủng C8 dựa vào trình tự gen mã hóa 16S rDNA ............. 76

Hình 3.12. Biểu đồ chỉ ảnh hưởng của môi trường đến sinh trưởng của chủng vi sinh vật 78

Hình 3.13. Biểu đồ chỉ ảnh hưởng của pH đến sự phát triển của các chủng vi khuẩn tuyển

chọn ..................................................................................................................................... 79

vii

Hình 3.14. Biểu đồ ảnh hưởng của thể tích dịch lên men đến sự phát triển của các chủng vi

khuẩn ................................................................................................................................... 80

Hình 3.15. Biểu đồ chỉ giá trị OD600nm tại các tỷ lệ cấp giống khác nhau ở thời điểm 24h 81

Hình 3.16. Đồ thị chỉ trạng thái sinh trưởng và phát triển của chủng M2, C1, C8 ............ 82

Hình 3.17. Đồ thị chỉ diễn biến mật độ vi sinh trong quá trình lên men của chủng M2, C1,

C8 ........................................................................................................................................ 83

Hình 3.18. Biểu đồ chỉ so sánh năng lực xử lý COD của các chủng .................................. 84

Hình 3.19. Biểu đồ chỉ hiệu suất xử lý COD của các chủng ............................................... 85

Hình 3.20. Kết quả kiểm tra tính đối kháng của các chủng ................................................ 87

Hình 3.21. Sơ đồ quy trình tạo chế phẩm hoàn chỉnh ......................................................... 90

Hình 3.22. Đồ thị biểu diễn sự biến thiên COD trong các ngày thí nghiệm ...................... 91

Hình 3.23. Đồ thị chỉ sự biểu diễn biến thiên hiệu suất xử lý COD trong các ngày thí

nghiệm ................................................................................................................................. 92

Hình 3.24. Đồ thị chỉ biến thiên TN của bình bổ sung chế phẩm và bình không bổ sung chế

phẩm .................................................................................................................................... 93

Hình 3.25. Đồ thị chỉ diễn biến nitơ đầu ra NO3+NO2 và NH4 .......................................... 93

Hình 3.26. Đồ thị biểu diễn biến thiên hiệu suất xử lý TN ................................................. 94

Hình 3.27. Đồ thị chỉ biến thiên chỉ số MLSS qua các ngày thí nghiệm ............................. 95

Hình 3.28. Đồ thị biến thiên chỉ số quan trắc COD theo thời gian xử lý ............................ 96

Hình 3.29. Đồ thị biến thiên của TN theo thời gian xử lý ................................................... 96

Hình 3.30. Hình ảnh minh họa của bùn lắng tại các thời điểm khác nhau ......................... 98

Hình 3.31. Đồ thị biểu diễn biến thiên COD ở các tải lượng .............................................. 99

Hình 3.32. Đồ thị chỉ ảnh hưởng tải lượng đến hiệu suất xử lý COD ............................... 100

Hình 3.33. Đồ thị biểu diễn biến thiên TN và hiệu suất xử lý TN ..................................... 100

Hình 3.34. Đồ thị biểu diễn biến thiên nồng độ nitrat, nitrit, amoni trong các chế độ thí

nghiệm ............................................................................................................................... 101

Hình 3.35. Đồ thị chỉ biến thiên MLSS và hiệu suất xử lý COD ....................................... 102

Hình 3.36. Đồ thị chỉ biến thiên MLSS và hiệu suất xử lý TN ........................................... 103

Hình 3.37. Đồ thị chỉ diễn biến pH, DO trong gian đoạn khởi động hệ thống ................. 105

Hình 3.38. Đồ thị chỉ biến thiên hiệu suất xử lý COD, TN trong gian đoạn khởi động hệ

thống .................................................................................................................................. 106

Hình 3.39. Đồ thị chỉ biến thiên pH và DO trong bể tích hợp chức năng......................... 107

Hình 3.40. Đồ thị chỉ diễn biến hiệu suất xử lý COD và COD đầu ra .............................. 108

Hình 3.41. Đồ thị biểu diễn hiệu suất xử lý T-N ................................................................ 109

Hình 3.42. Đồ thị biểu diễn các thành phần nitơ trong nước thải đầu ra ......................... 109

viii

DANH MỤC CÁC BẢNG

Bảng 1.1. Đặc trưng nước thải giết mổ gia súc trên thế giới ................................................ 8

Bảng 1.2. Đặc trưng nước thải giết mổ gia súc trên Việt Nam ............................................. 8

Bảng 1.3. Tổng hợp các công nghệ đã áp dụng cho xử lý nước thải giết mổ gia súc trên thế

giới ....................................................................................................................................... 14

Bảng 2.1. Danh sách các thiết bị dùng trong quá trình nghiên cứu ................................... 41

Bảng 2.2. Khảo sát ảnh hưởng của một số yếu tố đến hàm lượng sinh khối của chủng

nghiên cứu ........................................................................................................................... 49

Bảng 2.3. Thông số kĩ thuật của thiết bị chính .................................................................... 53

Bảng 3.1. Tổng hợp kết quả phân tích mẫu nước thải tại các cơ sở giết mổ gia súc .......... 62

Bảng 3.2. Kết quả phân lập và năng lực sinh tổng hợp enzyme các chủng phân lập được. 63

Bảng 3.3. Năng lực phân giải hợp chất hữu cơ của các chủng phân lập ........................... 65

Bảng 3.4. Đặc điểm hình thái của các chủng vi sinh vật tuyển chọn .................................. 71

Bảng 3.5. Đặc điểm hình thái, sinh lý, sinh hóa của các chủng vi khuẩn thử nghiệm ........ 72

Bảng 3.6 Các môi trường lên men khảo sát ........................................................................ 77

Bảng 3.7 Đặc tính của chế phẩm vi sinh vật thu được ........................................................ 86

Bảng 3.8. Ảnh hưởng của nhiệt độ sấy đến sự sống sót của vi khuẩn trong chế phẩm ....... 88

Bảng 3.9. Ảnh hưởng của tỉ lệ phối trộn dịch sinh khối với chất mang .............................. 89

Bảng 3.10. Mật độ vi sinh và độ ẩm theo thời gian, nhiệt độ bảo quản chế phẩm ............. 89

Bảng 3.11. Chỉ số SV, SVI thông qua thời gian lắng .......................................................... 98

Bảng 3.12. Chất lượng của bùn trong bể thí nghiệm quy mô 35L .................................... 104

ix

MỞ ĐẦU

Tính cấp thiết của đề tài

Theo báo cáo ngành hàng thịt năm 2014 và triển vọng năm 2015 của Agroinfo [1],

sản lượng thịt trâu hơi xuất chuồng đạt khoảng 86,9 nghìn tấn, tăng 1,6% so với năm 2013;

sản lượng thịt bò xuất chuồng đạt khoảng 292,9 nghìn tấn, tăng 2,6%; sản lượng thịt lợn

hơi xuất chuồng đạt 3,4 triệu tấn, tăng 3,1%. Mức tiêu thụ sản phẩm chăn nuôi bình

quân/người/năm 2014 ước đạt: 50,0 kg thịt hơi các loại (tăng 1,4% so 2013). Nhu cầu tiêu

thụ thịt tăng theo từng năm nên các cơ sở giết mổ cũng tăng theo thị trường. Theo Cục Thú

y, tính đến năm 2014 cả nước có 28.285 điểm GMGS, GC nhỏ lẻ. Trong đó, 12 tỉnh trọng

điểm phía bắc (tổng cộng 11.544 cơ sở, điểm giết mổ), mới chỉ có 59 cơ sở giết mổ tập

trung (chiếm 0,51%) [1]. Thực trạng hoạt động giết mổ gia súc gia cầm ở Việt Nam hiện

nay đang diễn ra ở mức báo động về ô nhiễm môi trường, vệ sinh thú y và an toàn thực

phẩm. Tại các cơ sở giết mổ tập trung, tuy đã xây dựng hệ thống xử lý chất thải; Nhưng

chất lượng kiểm soát an toàn vệ sinh môi trường tại nhiều cơ sở vẫn chưa đạt yêu cầu, nhất

là về tiếng ồn, ô nhiễm mùi và nguồn nước thải. Các điểm giết mổ nhỏ lẻ chủ yếu nằm

trong các khu dân cư thường được hình thành và phát triển một cách tự phát; Cơ sở vật

chất được đầu tư rất giản đơn, đến mức hầu như không có nơi dành riêng cho từng công

đoạn, không tách biệt giữa khu sạch và khu bẩn. Các loại chất thải như phân, nước, phụ

phẩm xả tràn lan khi giết mổ hoặc thải trực tiếp xuống sông, cống rãnh thoát nước trong

khu dân cư, gây ô nhiễm môi trường khu vực nghiêm trọng. Các lò giết mổ tại nông thôn

và các thị trấn hay thành phố nhỏ thường có quy mô nhỏ và hầu như không có hệ thống xử

lý (một số các lò giết mổ ở nông thôn xây dựng bể tự hoại hay hầm biogas để xử lý các

chất thải rắn, lỏng này, song số các cơ sở có xây dựng có các hệ thống xử lý đơn giản này

là rất ít, mà hầu hết lượng chất thải rắn, lỏng giết mổ đều được thải trực tiếp ra mương, ao

hay đường đi gây mất vệ sinh và ô nhiễm nghiêm trọng nguồn nước của người dân xung

quanh.

Nước thải và chất thải rắn giết mổ có hàm lượng lớn chất hữu cơ, với điển hình là

chỉ số ô nhiễm nitơ cao, cùng với một số lượng vi khuẩn gây bệnh cao... Do đó, thực trạng

xả thải nước thải giết mổ gia súc gia cầm trực tiếp ra môi trường đã gây các tác động xấu

tới môi trường xung quanh và ảnh hưởng trực tiếp đến sức khỏe con người.

Hệ thống đường ống có thể thu gom các chất thải từ các lò giết mổ đưa tới các nhà

máy xử lý tập trung là không có vì tính chất các cơ sở giết mổ nằm giải rác các vùng. Bởi

vậy, xử lý tại nguồn đang là một trong các giải pháp được đánh giá hiệu quả và thích hợp

1

trong bối cảnh hiện nay. Tuy nhiên các giải pháp xử lý tại nguồn đang còn tồn tại nhiều bất

cập trong việc áp dụng thực tế cho các lò giết mổ như: đòi hỏi mặt bằng xử lý lớn, hệ thống

xử lý vận hành phức tạp, chi phí vận hành cao... Đây là những lý do khiến các lò giết mổ

hiện nay phần lớn không có hệ thống xử lý hoặc có nhưng chỉ mang tính chất đối phó. Để

khắc phục tình trạng này việc nghiên cứu tạo ra công nghệ thích hợp giải quyết được các

bất cập trên là vô cùng cần thiết.

Nhằm góp phần giải quyết vấn đề trên, luận án đã tiến hành thực hiện đề tài:

“Nghiên cứu ứng dụng vi sinh vật bản địa để xử lý nước thải trong giết mổ gia súc tập

trung”.

Mục tiêu của đề tài: Nghiên cứu phát triển chế phẩm vi sinh vật bản địa để áp dụng

giải pháp công nghệ xử lý sinh học thích ứng có kết hợp khai thác chất ô nhiễm hữu cơ cho

đối tượng nước thải giết mổ gia súc gia cầm, gồm các mục tiêu cụ thể sau:

- Nghiên cứu phát triển chế phẩm vi sinh vật bản địa phù hợp với giải pháp tách thu

bùn hoạt tính ngay trong quá trình xử lý sinh học (vi sinh vật bản địa, hiếu khí, có khả năng

đồng hóa nguồn cơ chất đa dạng, phát triển tích lũy nhanh sinh khối, tạo bùn hoạt tính kết

lắng thuận lợi và có năng lực cao trong xử lý nước thải giết mổ).

- Thử nghiệm ứng dụng chế phẩm vi sinh vật trong xử lý nước thải giết mổ gia súc.

- Thử nghiệm xây dựng quy trình công nghệ trong xử lý nước thải giết mổ gia súc có

thu bùn hoạt tính cho mục tiêu tái chế phục vụ nông nghiệp.

Đối tượng và phạm vi nghiên cứu:

- Nước thải giết mổ gia súc: nước thải giết mổ lợn và giết mổ trâu bò.

- Nghiên cứu khả năng xử lý nước thải giết mổ gia súc của chế phẩm trên quy mô

phòng thí nghiệm và quy mô hiện trường 20 m3/ngày.

Nội dung nghiên cứu:

- Đánh giá chất lượng nước thải của một số cơ sở giết mổ gia súc ở khu vực Hà Nội.

- Phân lập và tuyển chọn các chủng vi sinh vật có hoạt tính sinh học phù hợp, an toàn

và có năng lực ứng dụng trong xử lý nước thải giết mổ gia súc.

- Nghiên cứu điều kiện lên men và tạo chế phẩm vi sinh vật từ các chủng vi sinh vật

đã tuyển chọn.

2

- Thử nghiệm chế phẩm vi sinh vật để xử lý nước thải giết mổ gia súc quy mô phòng

thí nghiệm (bình 5L và 35L)

- Thử nghiệm ứng dụng chế phẩm vi sinh vật để xử lý nước thải giết mổ gia súc trên

mô hình xử lý pilot ngoài hiện trường quy mô 20 m3/ngày.

Ý nghĩa khoa học và thực tiễn:

1. Về khoa học: Luận án đã tạo được chế phẩm vi sinh vật bản địa phù hợp với mục

tiêu tách thu được bùn hoạt tính ngay trong quá trình xử lý sinh học và hiệu suất xử

lý COD đạt 94 – 97%, TN đạt 80 – 90%.

2. Về thực tiễn: Luận án đã thử nghiệm kiểm định chế phẩm trên mô hình xử lý PILOT ngoài hiện trường 20 m3/ngày để vận hành khởi động đến trạng thái xử lý

ổn định chỉ sau 2 tuần, chất lượng nước thải sau xử lý đạt tiêu chuẩn xả thải loại B,

theo QCVN 40:2011/BTNMT.

Kết quả mới:

1. Đã phân lập, tuyển chọn được 3 chủng vi sinh vật bản địa phù hợp với mục tiêu xử

lý tách thu bùn hoạt tính ngay trong quá trình xử lý sinh học trong xử lý nước thải giết mổ

gia súc. Các chủng này phát triển tốt trong điều kiện hiếu khí, tạo bùn hoạt tính kết lắng

thuận lợi và có năng lực xử lý giảm nhanh các chỉ số ô nhiễm, trong đó lượng bùn lắng sau

10 phút đạt 90% so với lượng bùn lắng sau 30 phút, nên rút ngắn thời gian lắng phân ly thu

bùn thải.

2. Đã bước đầu khảo sát động thái của quá trình xử lý nước thải giết mổ gia súc và

cho thấy giải pháp phân ly sớm phần bùn hoạt tính tự lắng được ra khỏi hệ thống ngay

trong công đoạn xử lý sinh học đã làm tăng hiệu quả xử lý TN từ 66% lên 86%; Đồng thời,

đã thu được dữ liệu bước đầu về khả năng xử lý loại bỏ trực tiếp một phần cơ chất ô nhiễm

polymer và thí nghiệm đã chỉ ra trong thời gian lưu nước 1 ngày thì polymer được xử lý và

kéo theo bùn hoạt tính là 96% , mà không cần trải qua giai đoạn thủy phân.

3. Đã ứng dụng chế phẩm vi sinh tạo ra vào bể tích hợp trong xử lý nước thải giết mổ gia súc quy mô 20 m3/ngày và rút ngắn thời gian khởi động của hệ thống xuống mức 20

ngày, tăng hiệu suất xử lý COD và TN. Hiệu suất xử lý COD đạt 95 -98%, TN đạt 83-93%,

chất lượng nước thải sau xử lý đạt tiêu chuẩn xả thải loại B, theo QCVN 40:2011/BTNMT.

3

1 CHƯƠNG 1: TỔNG QUAN

1.1 Hiện trạng giết mổ gia súc

1.1.1 Hiện trạng quy trình giết mổ và nguồn phát thải chất thải trong quá

trình giết mổ gia súc

Hiện tại ở Việt Nam đang tồn tại đồng thời 2 kiểu giết mổ là giết mổ thủ công

(dạng phân tán hay tập trung) và giết mổ quy mô công nghiệp. Đối với các cơ sở giết mổ

tập trung, gia súc được tập trung và giết mổ tại cơ sở này sau đó mang sản phẩm đi tiêu

thụ. Quy trình giết mổ tại các cơ sở tập trung này thường là giết mổ có tính thủ công (cơ sở

giết mổ tập trung cho các hộ gia đình thuê địa điểm để giết mổ) và số lượng gia súc giết

mổ đối với từng hộ gia đình là không nhiều.

Quy trình giết mổ trâu, bò tại các cơ sở giết mổ tập trung phương pháp thủ công

Trâu bò đang sống

Thu mua

Nước

được minh họa trong hình 1.1

Giết mổ

Than

Nước thải: chứa máu, mỡ, tạp chất, BOD, COD,... cao CTR: lông, phân, .... Khí thải: khí than chứa bụi, CO, SO2, NOx,...

Muối, Vôi

Xương

Muối da

Thịt

Sơ chế

Nước thải

Tiêu thụ

Bán sản xuất thức ăn & đồ mỹ nghệ

Bán

Hình 1.1. Sơ đồ minh họa quy trình giết mổ trâu, bò thủ công [12]

.

Trâu, bò được thu mua từ nhiều nguồn, sau đó nhốt tạm trước khi giết mổ. Thông

thường thời gian giết mổ diễn ra vào ban đêm. Quá trình giết mổ được các thợ lò mổ thực

4

hiện ngay trên sàn xi măng qua các công đoạn: làm ngất trâu, bò; dội rửa sạch bằng nước

giếng khoan; cắt dời chân; lột da; lấy tiết khỏi ổ bụng; dóc – tách riêng thịt và xương; nội

tạng được chuyển đến khu riêng để làm sạch. Sau đó, phân loại ra ba nhóm chính: (i) thịt

được lọc riêng: mang đi tiêu thụ trực tiếp; (ii) xương: dùng làm nguyên liệu sản xuất độ mỹ

nghệ và một phần được cung cấp cho các nhà hàng, hoặc sản xuất thức ăn cho lợn, gà,...;

(iii) da: ngâm vôi, ngâm muối, sau đó đem bán cho các cơ sở có nhu cầu. Nội tạng được

làm sạch và bán, một phần lòng không ăn được có cơ sở thu mua riêng và sử dụng vào mục

đích tái chế thức ăn gia súc, thức ăn cho cá.

Quy trình giết mổ gia súc đang được áp dụng tại các cơ sở giết mổ tập trung thủ

công được thể hiện trên hình 1.2. Nguồn phát sinh xả thải của từng khâu trong quá trình

Hình 1.2. Sơ đồ quy trình giết mổ trâu, bò, lợn theo phương pháp bán thủ công [12]

giết mổ được thể hiện trên hình 1.2.

5

Các nguồn phát sinh nước thải trong hoạt động giết mổ gia súc: nước rửa chuồng

nhốt tạm, nước nóng cạo lông, nước làm nội tạng và nước rửa thịt, nước rửa sàn [31, 46,

82]. Lượng nước dùng cho quá trình giết mổ phụ thuộc vào đối tượng giết mổ, phương pháp giết mổ và lượng nước sử dùng dao động từ 1- 8,3 m3 [35,38,92,83] và lượng nước sử

dụng cũng phụ thuộc vào từng quốc gia theo báo cáo của Masse và cộng sự (2000) ở

Canada lượng nước dùng cho giết mổ 1 con lợn là 90 – 140 L [67], Tritt và cộng sự (1992)

[92] báo cáo lượng nước dùng cho giết mổ ở Đức là 200 – 600 L/con đối với lợn và 1000 –

1500 L/con đối với giết mổ trâu bò, theo Dương Thị Thu Hằng và cộng sự báo cáo lượng

nước dùng trong giết mổ lợn ở Việt Nam là 370 – 750 L/con [3]. Lượng nước thải ra chiếm

hơn 80% lượng nước sử dụng [46,43].

1.1.2 Đặc tính nước thải và nguồn thải ngành giết mổ gia súc

Nước thải của các cơ sở giết mổ gia súc thường bị ô nhiễm do các thành phần hữu

cơ như máu, mỡ, protein, nitơ, photpho, các chất tẩy rửa và chất bảo quản thực phẩm. Đối

với các lò giết mổ gia súc không có chế biến thịt thì thịt tươi sau khi mổ được vận chuyển

ngay ra khỏi cơ sở đến nơi tiêu thụ (chợ, cơ sở chế biến thực phẩm) nên hầu như không có

chất bảo quản (kho lạnh), do đó trong nước thải các chất tẩy rửa ít (chủ yếu dùng để tẩy

trùng dụng cụ, vệ sinh nhà xưởng). Nồng độ cao các chất ô nhiễm chứa trong nước thải

thường có nguồn gốc từ chất thải là máu trong khâu cắt tiết, phanh bụng, rửa sàn và từ

khâu làm lòng. Trong nước thải có chứa hợp chất hữu cơ cao, chất béo, dầu mỡ và hợp

chất nitơ (protein, acid amin) [40],[37]. Máu là nguyên nhân chính dẫn đến hàm lượng nitơ

trong nước thải tăng cao và máu cũng là thành phần hữu cơ ô nhiễm chính trong nước thải

giết mổ. Trong đó hàm lượng COD 1000 – 10.000 mg/L, BOD5 1000 – 8000 mg/L, TN

100 – 800 mg/L, TP 20 – 100 mg/L và chất béo 20 – 400 mg/L [75,59,95,74,58,47]. Theo

tính toán, khoảng 6,8 kg máu/gia súc đưa vào nước thải sẽ tương đương với 2,25 – 3,0 kg

BOD5/1000 kg LWK (LWK là tổng khối lượng thịt giết mổ trong một đơn vị thời gian quy

định). Lượng máu mất đi tương đương với tải lượng BOD5 sinh ra là 7,4 – 15 kg/1000kg

Kg LWK [25, 27, 46]. Nên việc hạn chế hay loại bỏ máu ra khỏi thành phần của nước thải

có ý nghĩa rất quan trọng. Giảm được chi phí trong vận hành hệ thống xử lý nước thải,

đồng thời máu cũng là nguồn cung cấp chế biến cho các loại thực phẩm khác. Trong nước

thải giết mổ gia súc còn chứa nhiều vi khuẩn gây bệnh bao gồm Salmonella và Shigella,

trứng giun sán, coliform [70, 67, 95].

Khâu làm lòng là một trong các bước của lò mổ phát sinh ra một lượng lớn nước

thải và chất thải rắn ô nhiễm. Đối với loại gia súc là lợn, những chất chứa bên trong lòng

6

chiếm khoảng 6% trọng lượng sống của cơ thể (tính trung bình khoảng 6 kg/1 con lợn cân

nặng 100 kg) [69,3,47]. Như vậy khâu làm lòng thải một lượng lớn chất thải rắn, ở khâu

này chủ yếu là phân và thức ăn trong dạ dày do đó tách chất thải rắng riêng ở khâu này

cũng rất quan trọng, giúp giảm tải chất ô nhiễm cho quá trình xử lý nước thải và cũng có

thể tái sử dụng chất thải rắn, lơ lửng cho ao nuôi cá hoặc làm phụ phẩm phục vụ cho nông

nghiêp [34, 38, 21].

Theo số liệu điều tra của Cục Thú y (năm 2009, có khoảng 50 đến 78% các cơ sở

giết mổ có hệ thống xử lý nước thải nhưng rất đơn giản, hiệu quả xử lý thấp (trong thực tế,

nên gọi đây là các giải pháp giảm thiểu ô nhiễm môi trường có lẽ chính xác hơn. Nước thải

giết mổ gia súc chứa nhiều loại vi trùng, virus, trứng ấu trùng giun sán gây bệnh dễ lan

truyền thành dịch do tập tục ăn ốc, nghêu, rau sống... Các vi trùng có thể kể đến như

Brecella, Samonella, Leptospira, Nitrobacteria Tuberculosis,...; virus gây lở mồm long

móng ; trứng giun sán ; nấm gây bệnh như Candida allican, Tricophytin sống trong nước

và gây bệnh cho người. Kết quả điều tra, tổng hợp thông tin hiện trạng áp dụng công nghệ

xử lý nước thải của nhóm thực hiện đề tài khi điều tra, khảo sát năm 2010 và 2011 thấp

hơn tỷ lệ này). Đối với các cơ sở giết mổ nhỏ ở nông thôn diện tích đất rộng thường làm hệ

thống xử lý tự chảy qua hầm kỵ khí (kiểu hầm tự hoại) hoặc túi biogas. Nước thải sau xử lý

chảy ra hồ tự thấm. Nhiều chủ cơ sở không nhận thức được sự nguy hại của chất thải lò

mổ, chỉ xây hệ thống xử lý chất thải để đối phó, không vận hành, không kiểm tra, không tu

bổ, sửa chữa. Kết quả phân tích 180 mẫu nước thải do Cục Thú y thực hiện cho thấy các

chỉ tiêu như Coliform, E.coli, Clostridium,... đều vượt giới hạn cho phép, trên 30% số mẫu

phát hiện Salmonella (+). Toàn bộ 100% mẫu nước thải đều không đạt quy chuẩn kỹ thuật

quốc gia về môi trường (cột B) đối với các chỉ tiêu cơ bản như COD, BOD, SS, nitơ tổng

số, phospho tổng số. Lượng gây ô nhiễm cao gấp nhiều lần so với quy chuẩn cho phép.

Phần lớn các cơ sở, điểm giết mổ nhỏ lẻ không được kiểm soát thú y, không được hướng

dẫn giám sát, xử lý chất thải do đó gây ô nhiễm môi trường rất lớn. Lượng COD, BOD, số

lượng vi sinh vật gây bệnh trong chất thải lò mổ cao không chỉ làm giảm khả năng tự làm

sạch của nước, tạo ra nhiều chất khí tạo mùi như NH3, H2S gây ô nhiễm môi trường không

khí xung quanh, ô nhiễm nước mặt và nước ngầm mà còn là nguyên nhân gây lan truyền

mầm bệnh từ động vật sang người, gây mất an toàn vệ sinh thực phẩm, giảm sức cạnh

tranh của sản phẩm động vật.

Qua các nghiên cứu về hiện trạng giết mổ của các nước trên thế giới đã đưa ra được

các chỉ số ô nhiễm của nguồn nước thải giết mổ gia súc được thể hiện trên bảng Bảng 1.1.

7

Các nghiên cứu của Việt Nam cũng đưa ra được các chỉ số ô nhiễm trong các cơ sơ giết mổ

Bảng 1.1. Đặc trưng nước thải giết mổ gia súc trên thế giới

Tác giả

SS

TN

pH BOD5 mg/L mg/L

COD mg/L mg/L mg/L

N-NH4 mg/L

Protein mg/L

7,1

11.500 2.658

735

221

3.213

7,2

900

1.820

430

190

7,2

11.000

27.500 1.020

sự

-

7,2

- 8.200

1.130

46,5

7,2

6.000

12.975 3.550

381

221,5

7,2

2.250

4.175

1.300

120

-

Đơn vị Masse, D.I dan L. Masse (2000) [67] Pozo,R.D và cộng sự (2005) Kobya, M và công sự (2006) [58] Batstone và cộng (2000) Fuchs và cộng sự (2003) [47] Manjunath và cộng sự (2008) [24] Budiyono và cộng sự (2011) [34]

1,873± 421

3,756 ± 687

1171 ± 311

212 ± 106

3,03 ± 1,77

1.303 ± 653

Bảng 1.2. Đặc trưng nước thải giết mổ gia súc trên Việt Nam [12]

đã được các tác giả trong nước thống kế được thể hiện trên bảng 1.2.

Chỉ tiêu Đơn vị

QCVN 40:2011/BTN MT (cột B)

Phường Xuân Phú (Huế) (3)

Xí nghiệp Chế biến thực phẩm I (Ninh Kiều, Cần Thơ) (1)

Cơ sở Tân Phú Trung (Củ Chi) (2)

Độ màu

Pt-Co

-

150

-

pH

Pt-Co

7,2 ± 0,04

6,5 - 8,0

5,5 - 9

6,4

TSS

mg/l

476 ± 56,97

484 - 512

100

270

940

COD

mg/l

150

1886,4 ± 94,98

2420 - 3200

600

mg/l

50

BOD5 (20oC)

928,5 ± 12,26

925 - 1156

TN

mg/l

143,5 ± 8,0

63,3

168 - 172

40

TP

mg/l

24,4 ± 1,69

6,1

6

-

10

55,6 -78,2

Amoni

mg/l

-

-

-

3—P

mg/l

-

PO4

-

-

Độ đục

NTU

-

10

-

mg/l

-

Tổng dầu mỡ khoáng

-

4,6.108

5000

Coliform

-

vi khuẩn/100 ml

8

Qua các số liệu báo cáo và số liệu thống kê về đặc trưng nước thải giết mổ gia súc

cho thấy nước thải của các cơ sở giết mổ có một số đặc điểm như sau:

- Lưu lượng và thành phần các chất ô nhiễm trong nước thải thường xuyên

thay đổi theo giờ và ngày làm việc, pH của nước thải ít thay đổi.

- Trong nước thải có chứa hợp chất hữu cơ với hàm lượng 70-80%, bao gồm

protein, chất béo, hydratecarbon [36, 73, 78]. Hầu hết là chất hữu cơ dễ phân hủy thành

acid amin, acid béo, CO2, H2O, NH3, H2S, CH4... tạo mùi hôi, gây bệnh hô hấp.

- Tại nhiều cơ sở giết mổ gia súc, không khí có mùi hôi khó chịu, tất cả các

mẫu nước thải đều có hàm lượng chất rắn lơ lửng (SS), các chất hữu cơ (BOD5, COD) cao

hơn tiêu chuẩn nhiều lần. Chất thải rắn tại khu chuồng tạm, khu giết mổ chủ yếu là phân,

các phế thải của quá trình giết mổ (chiếm 97 – 98% tổng lượng rác) [67].

Nhìn chung, nước thải giết mổ của các cơ sở giết mổ trên thế giới và Việt Nam đều

có mức độ ô nhiễm các thành phần hữu cơ cao thể hiện qua các chỉ tiêu SS, COD, BOD5,

dầu mỡ, T-N. Nước thải giết mổ có sự biến đổi rất lớn của các đặc tính lý học, hóa học và

sinh học. Đặc tính vật lý như: TSS, độ đục, nhiệt độ và độ dẫn điện; đặc tính hóa học như:

độ pH, COD; đặc tính sinh học: là các chỉ tiêu về BOD5, chất béo và vi sinh vật: coliform,

fecal coliform. Đồng thời, chưa có phát hiện nào về các chất nguy hại có trong nước thải

giết mổ [12, 3, 5, 4].

Nhận xét: nguồn nước thải giết mổ gia súc bị ô nhiễm rất nặng và gấp nhiều lần

tiêu chuẩn xả thải. Thành phần chính gây ô nhiễm chủ yếu là hàm lượng hữu cơ trong đó

protein là chủ yếu. Do đó nhu cầu cấp thiết phải có giải pháp công nghệ để xử lý nước thải

giết mổ gia súc. Với đặc trưng của nước thải giết mổ gia súc sẽ áp dụng công nghệ sinh

học để xử lý nước thải là phù hợp nhất và có tính thực tiễn cao.

1.2 Các công nghệ xử lý nước thải giết mổ

1.2.1 Phương pháp cơ học và hóa lý

1.2.1.1 Phương pháp cơ học

Phương pháp này, mục đích là tách cặn rắn ra khỏi hỗn hợp nước thải bằng cách

thu gom, lắng cặn. Có thể dùng song chắn rác, bể lắng...để loại bỏ cặn dễ lắng tạo điều

kiện xử lý và giảm thể tích khối các công trình phía sau. Sau khi tách cặn nước thải được

9

đưa vào các công trình xử lý phía sau, còn chất rắn tách được có thể đem đi làm thức ăn

cho cá hoặc ủ để làm phân bón.

1.2.1.2 Phương pháp hóa lý

Mục đích của phương pháp này là: sau khi xử lý cơ học, nước thải còn chứa nhiều

chất hữu cơ và vô cơ dưới dạng các hạt có kích thước nhỏ, khó lắng, khó có thể tách ra

được bằng các phương pháp cơ học vì tốn nhiều thời gian và hiệu quả không cao. Nhưng

có thể áp dụng phương pháp keo tụ để loại bỏ chúng. Các chất kẹo tụ thường sử dụng là

phèn nhôm, phèn sắt, phèn bùn... kết hợp với sử dụng polymer trợ keo tụ để tăng hiệu quả

quá trình keo tụ. Phương pháp này có thể làm giảm 90% TSS. Phương pháp này chỉ có thể

giảm được TSS và kéo theo các chỉ số ô nhiễm khác giảm nhưng hiệu quả không cao và

không thể thay thế các công nghệ khác mà chỉ làm bổ trợ cho các công nghệ phía sau.

1.2.2 Phương pháp sinh học

1.2.2.1 Phương pháp sinh học kị khí

Khai thác năng lực chuyển hóa trao đổi chất các vi sinh vật kỵ khí và vi sinh vật hô

hấp tuỳ nghi để phân huỷ các chất hữu cơ ô nhiễm, trong điều kiện không có oxy hoà tan.

Các công nghệ xử lý kỵ khí đang áp dụng:

- Bể UASB-Upflow Anaerobic Sludge Blanket.

- Bể ASBR-Anaerobic Sequencing Batch Reactor.

- Bể UAF-Upflow Anaerobic Filter.

Nguyên tắc hoạt động bể kị khí: trong bể xảy ra quá trình phân hủy chất hữu cơ

trong điều kiện không có oxy. Nguyên tắc của phương pháp này là sử dụng các vi sinh vật

kỵ khí và sinh vật tùy nghi để phân hủy các hợp chất hữu cơ và vô cơ có trong nước thải, ở

điều kiện không có oxi hòa tan với nhiệt độ, pH… thích hợp thành các sản phẩm dạng khí

(chủ yếu là CO2, CH4). Quá trình phân hủy kỵ khí có thể mô tả bằng sơ đồ tổng quát:

(CHO)n NS → CO2 + H2O + CH4 + NH4 + H2 + H2S + Tế bào mới

Ưu điểm của phương pháp kị khí:

10

- Khả năng chịu tải trọng cao so với quá trình xử lý hiếu khí;

- Bùn hoạt tính tạo ra ít, trong các hệ thống xử lý kỵ khí hiện nay thường là 5% so

với giá trị COD ban đầu [48] ;

- Chi phí xử lý thấp (không phải cung cấp oxy như quá trình xử lý hiếu khí);

- Tạo ra một nguồn năng lượng mới có thể sử dụng ( khí sinh học- Biogas);

- Hệ thống công trình xử lý đa dạng: UASB, lọc kỵ khí, kỵ khí xáo trộn hoàn toàn,

kỵ khí tiếp xúc...

Nhược điểm của phương pháp kị khí:

- Nhạy cảm với môi trường (nhiệt độ, pH, nồng độ kim loại nặng...);

- Phát sinh mùi, thu khí không triệt để và tiền ẩn nguy cơ ô nhiễm môi trường dài

hạn, do lượng nhất định CH4 hòa tan trong nước thải sau biogas thất thoát ra ngoài môi

trường gây hiệu ứng nhà kính (ảnh hưởng của khí mêtan đến hiệu ứng nhà kính lớn gấp 23

lần so với khí CO2 [63]);

- Tốc độ phát triển sinh khối chậm. Thời gian khởi động hệ thống kéo dài;

- Xử lý không triệt để tạo sản phẩm trung gian, không thích hợp với đối tượng xử lý

nước thải có hàm lượng TN, TP cao.

Quá trình phân hủy kỵ khí các hợp chất hữu cơ là quá trình sinh hóa phức tạp, bao

gồm hàng trăm phản ứng và hợp chất trung gian, mỗi phản ứng được xúc tác bởi những

enzym đặc biệt.

1.2.2.2 Phương pháp hiếu khí

Xử lý hiếu khí dựa trên tác nhân là vi sinh vật chuyển hóa chất hữu cơ trong điều

kiện có oxi (hô hấp hiếu khí). Phương trình tổng quát các phản ứng tổng của quá trình oxy

Vi

sinh CxHyOzN + (x+y/4+z/3+3/4)O2 xCO2 + (y-3) + 2H2O + NH3+ ∆H (1)

hóa chất hữu cơ ở điều kiện hiếu khí có dạng như sau:

CxHyOzN + NH3 + O2 C5H7NO2 + CO2 - ∆H (2)

11

Trong phản ứng trên CxHyOzN là tất cả các chất hữu cơ của nước thải, còn

C5H7NO2 là công thức theo tỷ lệ trung bình các nguyên tố chính trong tế bào vi sinh vật,

∆H là năng lượng. Phản ứng (1) là phản ứng oxy hóa các chất hữu cơ để đáp ứng nhu cầu

năng lượng của tế bào, phản ứng (2) là phản ứng tổng hợp để xây dựng tế bào [8, 18, 6].

Dưới tác nhân là vi sinh vật, sản phẩm cuối cùng của quá trình xử lý hiếu khí là

sinh khối tế bào, CO2 và H2O [29][28]; Như vậy, với các cấu tử cơ chất ô nhiễm đơn giản

như các loại đường chuyển hóa sinh học hiếu khí có năng lực chỉ qua chuyển hóa một bậc

đã có thể tạo ra sản phẩm tái chế, dưới dạng sinh khối vi sinh vật và đủ khép kín vòng tuần

hoàn cân bằng bền vững CO2 trong thiên nhiên (cây hút CO2 từ khí quyển tổng hợp nên

chất hữu cơ... sau đó, phần chất hữu cơ ô nhiễm nếu được chuyển hóa vi sinh hiếu khí một

bậc đã quay trở lại thành CO2). Năng lực chuyển hóa vi sinh các chất hữu cơ thành sinh

khối vi sinh vật trong điều kiện xử lý hiếu khí thường có thể đạt tới 48% so với giá trị

COD ban đầu [48] và có thể lên đến 67% nếu tải lượng xử lý lớn, với một số chủng vi sinh

vật và trong điều kiện tải lượng chất hữu cơ đưa vào lớn và sinh khối có thể lên 67% [50].

Lượng sinh khối này, nếu tách phân ly thu được sẽ là một sản phẩm tái chế giá trị; Tuy

nhiên, nếu không loại được ra khỏi hệ thống xử lý thì khi hết nguồn thức ăn tương ứng, các

vi sinh vật già sẽ bị chết đi và lại trở thành nguồn cơ chất hữu cơ thứ cấp, cho các chuyển

hóa vi sinh kế tiếp (gây tái ô nhiễm và làm chậm quá trình giảm tải trọng hữu cơ xử lý)...

và cuối cùng sẽ chuyển hóa hết thành CO2, H2O.

Phương pháp hiếu khí: Sử dụng nhóm vi sinh vật hiếu khí, hoạt động trong điều

kiện cung cấp oxy liên tục. Các công nghệ hiếu khí hay áp dụng:

- Hồ sinh học hiếu khí: Các quá trình diễn ra trong hồ sinh học tương như quá trình

tự làm sạch ở sông hồ nhưng tốc độ nhanh hơn và hiệu quả cao hơn.

- Lọc sinh học: Sử dụng hệ vi sinh vật dính bám trên các vật liệu lọc để xử lý các

chất hữu cơ trong nước thải. Vi sinh vật có thể dính bám lên giá thể vì có nhiều loại VSV

có khả năng tiết ra các polyme sinh học giống như keo dính vào giá thể, tạo thành màng.

Lớp màng này dày lên và có khả năng oxy hóa, hấp phụ: chất hữu cơ, cặn lơ lửng.

- Aerotank: Đây là quá trình xử lý hiếu khí lơ lửng, hệ thống xử lý bằng bùn hoạt

tính được phát minh bởi Arden và Lockett năm 1914 tại Anh. Vi sinh vật dính bám lên các

bông cặn có trong nước thải và phát triển sinh khối tạo thành bông bùn có hoạt tính phân

hủy chất hữu cơ. Các bông bùn này được cấp khí cưỡng bức đảm bảo lượng oxy cần thiết

12

cho hoạt động phân hủy và giữ cho bông bùn ở trạng thái lơ lửng. Các bông bùn lớn dần

lên do hấp phụ các chất rắn lơ lửng, tế bào VSV, động vật nguyên sinh... qua đó nước thải

được làm sạch [55][29].

Ưu điểm của phương pháp xử lý hiếu khí:

+ Thời gian xử lý nhanh: Thời gian khởi động ngắn hơn so với công nghệ kị khí

+ Xử lý triệt để, sản phẩm cuối là sinh khối, CO2 và nước.

+ Hiệu suất xử lý cao, thích hợp cho đối tượng giàu C, N, P.

Nhược điểm của phương pháp xử lý hiếu khí:

+ Chi phí năng lượng cao cho việc cung cấp oxy cao;

+ Tạo nhiều bùn dư.

+ Diện tích mặt bằng lớn.

1.2.3 Các nghiên cứu công nghệ xử lý nước thải giết mổ gia súc

1.2.3.1 Các công nghệ nghiên cứu và áp dụng tại các cơ sở giết mổ trên thế giới

Tại Ấn Độ áp dụng các công nghệ xử lý nước thải giết mổ gia súc, kết quả nghiên

cứu từ các công nghệ xử lý cho thấy áp dụng hệ thống DAF-UASB là hiệu quả nhất với

hiệu quả khử chất hữu cơ đạt đến 90% so với các công nghệ chỉ có UASB 1 bậc hoặc 2

bậc. Bước DAF có thể làm 50% nồng độ các chất ô nhiễm loại bỏ phần lớn SS, dầu và mỡ.

Bước xử lý kỵ khí (UASB) xử lý được hữu cơ ở tải lượng cao. Theo nghiên cứu của

Sindhu và Meera xử lý nước thải giết mổ bằng phương pháp kị khí và xử lý với tải lượng COD từ 4- 5 kg/m3/ngày, hiệu suất xử lý COD, TSS, N-NH4, TP đạt khoảng 88%, 85 -

98%, 30%, 15% và thời gian lưu nước là 24 giờ [85]. Nghiên cứu của Rajakamar và cộng

sự là công nghệ lọc kị khí với dòng chảy lên nhỏ. Nhóm nghiên cứu này cũng đưa ra kết quả xử lý COD đạt 70 – 79% ở tại lượng COD 10,05 kg/m3/ngày và thời gian lưu nước 12

giờ [77]. Tuy nhiên, với các công nghệ xử lý như trên COD, nitơ và photpho còn cao, cần

có các bước xử lý tiếp theo để xử lý triệt để phần chất hữu cơ còn lại cũng như các chỉ tiêu

nitơ và photpho.

Cũng tại Canada, Weihua Cao[40] đã sử dụng quá trình phân hủy kỵ khí với thiết bị

có vách ngăn (ABR) kết hợp ôxy hóa bằng UV/H2O2 đối với nước thải có hàm lượng tổng

13

cacbon hữu cơ (TOC) tải trọng 0,2-1,1 g/L/ngày kết quả cho thấy hiệu suất loại bỏ 95%

với thời gian lưu (HRT) là 3,8 ngày trong ABR và 3,6 h trong tia cực tím. Trong khi đó,

hiệu quả loại bỏ COD và BOD5 lên đến 97,7% và 96,6%. Nghiên cứu của Pradyut Kundu

và cộng sự [60] đã xử lý nước thải giết mổ bằng phương pháp SBR với chế độ hiếu khí -

thiếu khí để loại bỏ đồng thời cacbon hữu cơ và nitơ. Quá trình thực nghiệm dựa trên ba

chế độ khác nhau của hiếu khí - thiếu khí, cụ thể là (4 +4), (5 +3), và (3 +5) giờ. Tổng thời

gian xử lý với hai thông số khác nhau giữa COD hòa tan và N-NH4. Kết quả thực nghiệm

thu được hiệu suất loại bỏ COD là 86-95% với thời gian là 8,0 giờ. Ở chế độ (4 +4) chu kỳ

hiếu khí - thiếu khí, khả năng nitrat hóa là 90.12 và 74.75% tương ứng với giá trị N-NH4

ban đầu 96,58 và 176,85 mg/L. Ciro Fernando và cộng sự [37] đã thực hiện phối hợp công

nghệ thiếu khí-hiếu khí và ô xy hóa UV/H2O2 để xử lý nước thải giết mổ, các kết quả cho

thấy hiệu suất loaị bỏ TOC của quá trình xử lý kỵ khí có vách ngăn (ABR), bùn hoạt tính

(AS) và quá trình UV/H2O2 là 75, 22, 89, 47, 94, 53, 96, 10, 96, 36 và 99,98% đối với

UV/H2O2, ABR, AS, kết hợp AS- ABR, kết hợp ABR -AS, và kết hợp ABR - AS- quá

trình UV/H2O2. Trong nghiên cứu này tác giả đã tính toán tiêu thụ năng lượng điện và hóa

chất, chi phí hoạt động được tính ở điều kiện tối ưu của mỗi quá trình. Nên khi phân tích

chi phí - hiệu quả được thực hiện ở điều kiện tối ưu để xử lý nước thải giết mổ bằng cách

tối ưu chi phí điện, tiêu thụ H2O2, và thời gian lưu thủy lực (HRT). Các quá trình ABR-

Bảng 1.3. Tổng hợp các công nghệ đã áp dụng cho xử lý nước thải giết mổ gia súc trên thế giới

AS-UV/H2O2 kết hợp có một loại bỏ TOC tối ưu 92,46% ở HRT 41 h, chi phí $ 1.25/kg TOC loại bỏ, và $ 11,60/m3. Quá trình này loại bỏ tối đa TOC 99% trong 76,5 h với chi phí ước tính loại $ 2,19/kg và $ 21,65/m3 xử lý, tương đương với $ 6,79/m3 ngày.

Hiệu quả đạt được Tác giả

Công nghệ áp dụng Đặc tính đầu vào của nước thải giết mổ TT

Phương Nước thải có hàm lượng UASB xử lý ở tải lượng Ruiz và

là 1- sự

pháp kỵ khí lọc UASB, hữu cơ cao với COD là 8000 mg/L trong đó hàm COD 6,5 kgCOD/m3/ngày. Khi tải cộng [81]

kỵ khí nhỏ hơn

lượng chiếm protein 70%, SS chiếm 15 – 30%

tổng COD

lượng 5 kgCOD/m3/ngày thì hiệu suất xử lý COD đạt 90%. Tải lượng tăng lên 6,5 kgCOD/m3/ngày thì hiệu lý COD giảm suất xử

14

xuống còn 65%. Với phương pháp lọc yếm khí

thì hiệu suất xử lý COD nhỏ hơn và lượng khí CH4 sinh ra cũng nhỏ hơn phương pháp UASB.

Phương TCOD dao động từ 6908 Hiệu suất xử lý COD đạt Masse an

pháp kỵ khí masse [67]

– 11500 mg/L và SS chiếm khoảng 50%

từ 90 – 96% ở tại lượng từ 2,07 đến 4,93 kg/m3/ngày. lưu nước 2 Thời gian lý ngày. Hiệu suất xử

COD hòa tan khoảng 95% cho tất cả các tải lượng.

Xử lý nước Sombatso

thải giết mổ bằng lợn COD, BOD5, SS dao động lần lượt là 4700 – 5900 mg/L, 1500 – 2300 Hiệu suất xử lý COD, BOD5, lớn hơn 80% và 90% với tại lượng cao, dao mpop và sự cộng

mg/L, 4000 -8000 mg/L [87]

phương pháp SBR động từ 1,18 – 2,36. Phương pháp này xử lý

màng

có chuyển TN theo Keldan đạt 86 - 93%

động

Phương pháp SBR Hiệu suất xử lý COD, TN, TP lần lượt là 90 -96%, Rahimi và sự cộng

Xử lý với tải lượng COD dao động từ 0,5 – 1,5 kg COD/m3 ngày 60- 80% và 76 – 90% [76]

có vật liệu sinh mang

học

Phương pháp keo tụ Bazrfshan và cộng sự

và điện cực [31]

Xử lý với nước thải có hàm lượng COD và động dao BOD5 5817±473 mg/L và 2543 Loại bỏ hơn 99% hiệu suất COD và BOD5 với sử dụng 100 mL PACl và điện cực 40V

±362 mg/L

HUASB xử lý nước thải giết mổ Rajakumar và cộng sự [77]

Xử lý ở tải lượng COD cao 19 kg COD/m3/ngày và hiệu suất xử lý COD tổng và COD hòa tan là 70

Nước thải giết mổ có COD tổng dao động từ 3000 – 4800 mg/L, COD hòa tan dao động 1030 – 3000 mg/L, BOD5 750 –

15

- 86%; 80 - 92%

1890 mg/L, SS 300 -950 mg/L, CaCO3 600- 1340 mg/L, axit dễ bay hơi 250 – 540 mg/L, pH 7-

7,6

Phương phá xử lý yếm COD, BOD5 và SS trong khoảng 22000- 27500 Sunder and

14600 Hiệu suất loại bỏ COD, BOD5 trong khoảng 86- 93%, 88,9- 95,71%

khí có vật liệu giá thể mg/L; 10800- mg/L; 1280- 1500 mg/L Satyanara yan [90]

nhẹ nổi

Các nghiên cứu đã thành công trong quá trình xử lý nước thải giết mổ nhưng hiệu

quả kinh tế không cao, các nghiên cứu trên khó áp dụng trong điều kiện kinh tế của Việt

Nam.

1.2.3.2 Tình hình nghiên cứu công nghệ xử lý nước thải giết mổ gia súc của Việt

Nam

Việc xử lý chất thải rắn lỏng từ các lò giết mổ gia súc tập trung ở Việt Nam hiện

chưa được quan tâm đúng mực. Nhiều nơi không có hệ thống xử lý, có nơi chỉ có hệ thống

xử lý nước thải. Ô nhiễm tại các cơ sở giết mổ ngày càng nghiêm trọng, ảnh hưởng đến sức

Hình 1.3. Biểu đồ minh họa về tỷ lệ các hệ thống xử lý nước thải ngành giết mổ gia súc xử lý đạt

quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về môi trường [12]

khỏe, và đời sống của người dân sống gần đó.

Kết quả tổng hợp và điều tra thực tế do nhóm nghiên cứu Bộ tài nguyên môi trường

thực hiện trong năm 2010, 2011 tại 92 cơ sở giết mổ gia súc của 20 địa phương trong cả

nước cho thấy, chỉ có khoảng 18% các cơ sở có hệ thống xử lý nước thải là xử lý đạt quy

chuẩn kỹ thuật quốc gia về môi trường. Các hệ thống xử lý nước thải của các cơ sở còn lại

16

(chiếm khoảng 82%) xử lý không hiệu quả, không đạt một số chỉ tiêu (đặc biệt là nitơ, phốt

pho hoặc coliform) hoặc thậm chí đã xuống cấp nghiêm trọng và không còn khả năng xử lý

[12]. Hình 1.3 minh họa về tỷ lệ% hệ thống xử lý nước thải đạt quy chuẩn kỹ thuật quốc

gia về môi trường.

Cho đến nay, đã có một số nghiên cứu để xử lý nước thải lò giết mổ tập trung

nhưng gần như chưa có nghiên cứu nào tái sử dụng bùn hoạt tính. Các nghiên cứu cũng

đưa ra được các kết quả xử lý nước thải tốt nhưng ứng dụng chưa cao như các nghiên cứu

sau:

Nghiên cứu xử lý nước thải lò mổ gia súc tập trung, gia cầm tập trung bằng kỹ

thuật sinh học do Nguyễn Hồng Khánh và nhóm tác giả [13] thuộc Viện Công nghệ môi

trường thực hiện năm 2007 – 2008 đã phát triển được quy trình công nghệ xử lý nước thải

lò giết mổ gồm các công đoạn: keo tụ, kỵ khí ABR, thiếu khí, hiếu khí và xử lý bằng thực

vật lau sậy. Tác giả đã đưa ra hiệu quả xử lý COD đạt trên 90%; với tỷ số tuần hoàn nội là

4,4 và thời gian lưu thủy lực tại bể thiếu khí là 8,3h, hiệu suất của quá trình khử nitơ đạt

82,1%. Nhưng việc áp dụng kết quả nghiên cứu của đề tài cho các cơ sở giết mổ gia súc

chưa được triển khai, bởi nhiều nguyên nhân khác nhau, trong đó có thể nhận thấy công

đoạn xử lý của đề tài vẫn còn nhiều công nghệ phức tạp làm cho chi phí vận hành cao và

chưa có giải pháp thu hồi năng lượng.

Nghiên cứu của tác giả Ngô Thị Phương Nam và cộng sự thuộc trường Đại học

Khoa học, Đại học Huế đã nghiên cứu xử lý nước thải giết mổ gia súc bằng quá trình sinh

học hiếu khí thể bám trên vật liệu polyme tổng hợp. Qua nghiên cứu này tác giả đã đưa ra

hiệu quả xử lý COD đạt gần 90%, COD đầu vào pha loãng đến nồng độ 560 mg/L, tải trọng hữu cơ 0,56 kg COD/m3/ngày [14]. Nghiên cứu này không áp dụng được ra thực tế

vì đặc trưng nước thải là COD và N rất cao, áp dụng công nghệ này chỉ xử lý được COD

mà chưa xử lý được N.

Lê Công Nhất Phương và cộng sự thuộc viện Khoa học và Công nghệ Việt Nam đã

nghiên cứu xử lý amoni trong nước thải giết mổ bằng việc sử dụng kết hợp quá trình nitrit

hóa một phần/anmmox [7]. Công nghệ dựa vào sự kết hợp quá trình nitrit hóa một phần và

Anammox đang được phát triển và nghiên cứu ứng dụng để xử lý N-NH4 trong nước thải.

Nghiên cứu xử lý amonium nước thải giết mổ bằng quá trình nitrit hóa một phần/anammox

trong một bể phản ứng, sử dụng giá thể poly acrylic và sợi bông tắm. Kết quả cho thấy mô hình hoạt động hiệu quả với hiệu suất xử lý đạt 92% ở tải trọng 0,04 kg N-NH4/m3.ngày và

17

87,8% ở tải trọng 0,14 kg N-NH4/m3.ngày. Nghiên cứu này cũng khó áp dụng vì quá trình

vận hành phức tạp đòi hỏi phải có am hiểu sâu công nghệ. Đặc thù của cơ sở giết mổ gia

súc là công nhân có trình độ thấp. Do vậy công nghệ này thành công trong phòng thí

nghiệm nhưng không áp dụng được trong thực tế.

Dương Thị Thu Hằng và cộng sự đã nghiên cứu xử lý nước thải giết mổ và chế biến

gia súc bằng công nghệ xử lý sinh học kỵ khí kết hợp màng vi lọc AnMBR. Tác giả đã nghiên cứu thành công trong phòng thí nghiệm và triển khai ở quy mô pilot 5 m3/ngày.

đêm. Giá trị COD nghiên cứu dao động trong khoảng từ 600 – 1350 mg/L, hiệu suất xử lý COD đạt 90%, tải lượng 2 kg COD/m3.ngày, thời gian lưu nước 12 giờ. Tỉ lệ COD/TN xấp

xỉ bằng 8 lần, NH4- N chiếm 90% của TN. Hiệu quả xử lý NH4 - N đạt 88,4 ± 3,8% với

NH4 - N dao động 121± 22,5 mg/L [3]. Nghiên cứu đã đạt được kết quả tương đối khả quan

nhưng chưa làm rõ được hiệu quả xử lý TN và tải lượng hữu cơ xử lý vẫn không cao, chưa

tận thu được nguồn năng lượng sinh ra trong quá trình yếm khí.

Nhận xét: Các nghiên cứu của các tác giả cũng đã đạt những kết khả quan và mở ra hướng nghiên cứu mới cho các công trình nghiên cứu tiếp theo, nhưng các tác giả chưa chỉ ra được khả năng ứng dụng thực tế vào các cơ sở giết mổ tập trung.

Khó khăn và hạn chế áp dụng các công nghệ hiện hành:

- Thực tế hiện trạng ô nhiễm môi trường của các cơ sở giết mổ vẫn nghiêm trọng

và xử lý chưa được triệt để.

- Khó khăn trong vấn đề xây dựng hệ thống (chiếm diện tích, tốn kinh phí đầu tư

ban đầu).

- Thời gian khởi động hệ thống dài (khó áp dụng với các cơ sở giết mổ vì hay bị

biến động với các đặc tính chất thải).

- Có thể gây phát thải khí nhà kính (nếu quản lý hệ thống không tốt).

1.2.4 Giải pháp công nghệ xử lý có khai thác chất ô nhiễm trong bể xử lý

sinh học tích hợp đa chức năng

1.2.4.1 Nguyên lý hoạt động bể tích hợp năm chức năng

Nguyễn Văn Cách và cộng sự [71] đưa ra giải pháp công nghệ này được xây dựng

theo hướng ưu tiên khai thác năng lực xử lý vi sinh hiếu khí để thu nhiều bùn hoạt tính

hơn, tách phân ly thu bùn hoạt tính kích thước lớn ngay trong quá trình xử lý sinh học làm

sản phẩm tái chế, trong điều kiện khai thác ứng dụng đặc tính thủy động của bể xử lý hiếu

18

khí để xác lập mức phí xử lý cạnh tranh được so với các hệ thống xử lý hiện hành (bao

gồm: khai thác dòng chảy của nước tạo ra từ hiệu ứng ”cột bọt” trong bể xử lý hiếu khí và

đặc trưng quần thể của hệ vi sinh vật để xây dựng phương án vách ngăn cho tách phân ly

sớm phần bùn hoạt tính kích thước lớn tự lắng được; Đồng thời, khai thác ứng dụng đặc

tính ”không đồng nhất” của các vùng nước trong bể vào mục tiêu lắng phân ly tách bùn

Hình 1.4. Hình ảnh minh họa nguyên lý cấu tạo và vận hành của bể tích hợp năm chức năng

để xử lý nước thải [71]

trên dòng ra của nước thải... - như được biểu diễn trong Hình 1.4.

Ghi chú:

1 Vách tràn Cửa cấp nước vào bể 7

2 Vùng vi hiếu khí Vách ngăn phân vùng không gian 8

9 3 Sàng đỡ vật liệu lọc/hấp phụ Thiết bị cấp khí

4 Máng chảy tràn tháo nước ra 10 Vùng hiếu khí

5 Máng lắng bùn hoạt tính 11 Vách chặn dòng

6 Vùng vi hiếu khí-kỵ khí 12 Thanh điều chỉnh vách ngăn phân

vùng không gian aerobic/anoxic

Ở trạng thái vận hành “Bể xử lý sinh học tích hợp 5 chức năng điều chỉnh được có

tách phân ly bùn ngay trong quá trình xử lý”, thiết bị cấp khí 1 sẽ sục khí phân tán vào bể,

tạo ra vùng hiếu khí dạng “cột bọt khí-lỏng” chuyển động hướng lên trên. Sau khi bọt khí

thoát ra, nước thải sẽ chảy theo các vách hướng dòng tuần hoàn trở lại đáy bể, như mô tả

qua đường mũi tên mảnh trên hình 1.4. Trong quá trình chảy, vi sinh vật hiếu khí tiếp tục

sử dụng ôxy, làm cho nồng độ ôxy hòa tan giảm dần - Môi trường nước sẽ chuyển dần

sang trạng thái vi hiếu khí (anoxic) và tiếp theo sang trạng thái kỵ khí (anaerobic). Khi qua

vùng vi hiếu khí 3, dòng nước đổi chiều chảy, làm cho bùn hoạt tính lớn theo quán tính sẽ

lắng xuống vùng 5, rồi được tách ra ngoài theo cửa riêng ngay trong quá trình vận hành xử

lý. Vùng không gian kém hiệu quả phía góc trên thành bể được thiết kế tạo ra vùng lắng -

lọc trong nước thải sau xử lý (vùng 6), rồi dẫn ra ngoài bể (cửa 7). Nước thải cấp vào từ

19

các cửa 9 ở xung quanh đáy bể sẽ tạo ra dòng chảy vào trong bể kéo theo bùn hoạt tính để

chống lắng trong vùng kém hiệu quả này của bể.

Ưu điểm của hệ thống:

- Giải pháp công nghệ này đã xác lập được đồng thời 3 đặc tính công nghệ đặt ra là:

ưu tiên khai thác quá trình xử lý hiếu khí và tách phân ly phần bùn hoạt tính lớn ngay trong

quá trình xử lý sinh học. Trong điều kiện triển khai xác lập giải pháp công nghệ xử lý hiếu

khí tích hợp mới với phí xử lý cạnh tranh hơn so với giải pháp công nghệ hiện hành, nên có

chi phí xử lý thấp hơn và hội nhập được với trình độ phát triển công nghệ quốc tế mới: xử

lý khai thác các chất ô nhiễm trong nước thải – hay ô nhiễm cũng là dạng tài nguyên có thể

khai thác được.

- Hạng mục công trình chính của hệ thống là bể xử lý sinh học tích hợp năm chức

năng có cấu trúc xây dựng đơn giản nên tiết giảm mức đầu tư xây dựng ban đầu và có chỉ

số sử dụng đất xây dựng thấp hơn. Quá trình vận hành thuận tiện, điều chỉnh kiểm soát

được chất lượng nước sau xử lý khi có sự biến động về đặc tính ô nhiễm của nguồn thải...

là lợi thế về đầu tư cũng như phí vận hành, tương ứng với trình độ nhân lực công nghệ phổ

thông và hoàn toàn phù hợp với xu thế triển khai xử lý sớm ngay gần đầu nguồn phát thải.

- Khai thác năng lực chuyển hóa sinh học của hệ vi sinh vật bản địa mang lại lợi thế

công nghệ thân thiện và bền vững với môi trường sinh thái khu vực. Đồng thời, khắc phục

được hạn chế về thời gian vận hành khởi động kéo dài, do không có công đoạn xử lý kỵ

khí độc lập, qua đó mang lại lợi thế trong quá trình vận hành khởi động hay khi cần điều

chỉnh để khắc phục sự cố về suy giảm hoạt tính hệ sinh học trong quá trình xử lý nước thải.

- Bùn hoạt tính được tách trực tiếp từ bể xử lý ngay trong quá trình vận hành nên

giảm đáng kể lượng hóa chất trợ keo tụ và dễ dàng xử lý lượng bùn này cho các mục tiêu

công nghệ tái chế tiếp theo (xử lý làm phân bón cho nông nghiệp hay lên men thu khí sinh

học).

1.2.4.2 Giải pháp công nghệ này đã được kiểm nghiệm công nghệ thành công tại

các nguồn nước thải khác nhau:

 Nước thải sinh hoạt của sông Kim Ngưu vị trí khu đập tràn A, hồ Điều hòa Yên Sở, trên quy mô dung tích 93 m3, vận hành theo chế độ dòng liên tục. Nồng độ ô

nhiễm đưa vào COD dao động từ 150 – 250 mg/L, TN là 20 – 40 mg/L, bổ sung chế phẩm

BioV xử lý nước thải đô thị đạt chất lượng cột B, theo QCVN 24:2009/BTNMT [9] .

20

 Nước thải làng nghề sản xuất bánh đa và miến tại thôn Me, xã Tân Hòa, huyện Hưng Hà, Thái Bình, với quy mô 400 m3/ngày, nồng độ ô nhiễm đưa vào là: COD,

BOD5, TN lần lượt 1.375 mg/L, 810 mg/L, 210 mg/L. Bổ sung chế phẩm ở mật độ 104CFU/mL, xử lý nước thải đầu ra đạt cột B QCVN40:2011/BTNMT [18].

 Nước thải làng nghề sản xuất tinh bột dong đao tại xã Minh Quang, huyện Ba Vì, TP Hà Nội, với quy mô 10 m3/ngày, nồng độ các chất ô nhiễm COD, BOD5, TN lần

lượt là 5600 mg/L, 3100 mg/L, 210 mg/L. Bổ sung chế phẩm và xử lý đạt quy chuẩn cột B

QCVN 40:2011/BTNMT [10].

1.3 Giải pháp công nghệ xử lý nước thải ngành giết mổ gia súc

bằng phương pháp sinh học

1.3.1 Cơ sở khoa học của phương pháp xử lý sinh học

Về bản chất của giải pháp công nghệ sinh học là khai thác năng lực của các đối

tượng sinh học (trong đó chiếm ưu thế là vi sinh vật) để chuyển hóa các chất ô nhiễm thành

các cấu tử phân tử lượng thấp ít ô nhiễm hơn và đến các cấu tử cuối hoàn toàn thân thiện

với môi trường, hoặc qua đó tạo ra điều kiện công nghệ phù hợp hơn để dễ dàng loại bỏ

chất ô nhiễm khỏi môi trường. Các cấu tử hữu cơ ô nhiễm trong các cơ sở giết mổ được

cấu thành chủ yếu từ protein, gluxit, lipit và các cấu tử cấu thành tương ứng của chúng,

dưới dạng các cấu tử hòa tan và các cấu tử không hòa tan. Vi sinh vật chỉ có thể hấp thu và

chuyển hóa được các cấu tử thức ăn hòa tan trong môi trường [18],[9]. Vì vậy, quá trình

chuyển hóa sinh học hoàn toàn các thành phần cơ bản này khi ở dạng chưa hòa tan bao giờ

cũng bắt đầu từ quá trình thủy phân các vật liệu hữu cơ trên thành các đơn vị cấu trúc

tương ứng hòa tan trong môi trường (các loại đường, axit amin, glyxerin và các axit béo...).

Tiếp theo, các loài vi sinh vật tương ứng sẽ hấp thu và chuyển hóa tiếp tục các vật liệu dinh

dưỡng này thành các cấu tử thứ cấp (để qua đó vi sinh vật thu nhận vật liệu cấu trúc cơ thể

và năng lượng cho nhu cầu sống, sinh trưởng - phát triển và hoạt động sinh sản) và một

phần thành các cấu tử thoát ra khỏi môi trường chuyển hóa (cấu tử khí bay lên, hay cặn kết

tủa bền). Tùy thuộc vào đặc tính sinh học của chủng vi sinh vật và điều kiện môi trường xử

lý, quan hệ hấp thu và chuyển hóa của chủng vi sinh vật – cấu tử bị chuyển hóa hết sức đa

dạng; nghĩa là các loài vi sinh vật khác nhau trong điều kiện sống nhất định hấp thu và

chuyển hóa được những cấu tử tương ứng khác nhau. Để chuyển hóa triệt để và hiệu quả

các cấu tử hữu cơ ô nhiễm cần có sự tham gia của nhiều loài vi sinh vật khác nhau tồn tại

và phát triển trong các hệ thống xử lý tương ứng. Cơ chế quá trình chuyển hóa này có thể

21

là các chuyển hóa sinh học trực tiếp (do vi sinh vật sử dụng được chất ô nhiễm làm nguồn

cung cấp năng lượng hay vật liệu để xây dựng tế bào), phân hủy gián tiếp (do quá trình trao

đổi chất của vi sinh vật đã tạo ra các chất hoặc tạo ra môi trường làm phân hủy kéo theo

chất ô nhiễm, thí dụ: tạo kết tủa trực tiếp, tạo phức với ái lực hấp phụ tạo bông bùn lớn và

tăng hiệu suất xử lý của hệ hay phản ứng tạo sản phẩm bay hơi), do quá trình tích tụ (do vi

sinh vật hấp thu và tích lũy trong tế bào, hay chỉ hấp phụ giữ lại trên bề mặt tế bào); hoặc

nhờ các chuyển hóa tích hợp của các hiệu ứng trên [28],[48], [72] . Hệ vi sinh vật tự nhiên

và phát triển thuận lợi trong môi trường chất thải hữu cơ từ các cơ sở giết mổ chiếm vị thế

chủ đạo thường là vi khuẩn, với ưu thế cả về số lượng và năng lực phân giải. Người ta đã

xác định được nhiều loài vi khuẩn có năng lực chuyển hóa các chất ô nhiễm hữu cơ điển

hình như: các chủng vi khuẩn thuộc các giống: Bacillus, Lactobacillus, Pseudomonas,

Algaligenes, Clostridium, Flavobacterium, Cytophaga, Micrococcus, Ruminococcus,

Methalobacterium, Arthrobacter, Achromobacter, Spirochaeta [26],[28].

1.3.2 Cơ sở lý thuyết loại bỏ hợp chất hữu cơ, nitơ trong nước

Để thực hiện quá trình oxy hóa sinh hóa, các chất hữu cơ hòa tan, cả các chất keo và

phân tán nhỏ trong nước thải cần được di chuyển vào bên trong tế bào của vi sinh vật.

Theo quan điểm chuyển hóa phân giải các chất hữu cơ ô nhiễm hiện hành, quá trình xử lý

sinh học các chất hữu cơ đơn ô nhiễm trải qua bốn giai đoạn là:

- Thủy phân các chất hữu cơ kích thước lớn thành các đơn vị cấu trúc cơ sở để vi

sinh vật hấp thu được (các gluxít thành các loại đường đơn giản, protein thành các axit

amin, chất béo thành glyxerin và axít béo...)

- Vận chuyển các chất hữu cơ đơn giản trên từ trong môi trường lỏng tới bề mặt của

tế bào vi sinh vật do khuyếch tán đối lưu và phân tử;

- Vận chuyển chất từ bề mặt ngoài tế bào qua màng bán thấm bằng khuyếch tán do

sự chênh lệch nồng độ các chất ở trong và ngoài tế bào và nhờ các kênh protein vận chuyển

trên thành tế bào;

- Chuyển hóa nội bào các chất đã hấp thu được vào trong tế bào vi sinh vật, để vi

sinh vật thu nhận được năng lượng phục vụ cho hoạt động sống và vật liệu tổng hợp các

chất mới để tái cấu trúc tế bào và để sản sinh ra các tế bào thế hệ kế tiếp.

Các giai đoạn trên có quan hệ rất chặt chẽ với nhau và quá trình chuyển hóa các

chất đóng vai trò chính trong quá trình xử lý chất thải.

22

Quá trình chuyển hóa nội bào các cấu tử trên về bản chất là các quá trình ôxy hóa

khử sinh học, trải qua rất nhiều bậc phản ứng chuyển hóa, với phương trình tổng quát các

phản ứng tổng của quá trình oxy hóa sinh học hiếu khí có dạng như sau:

Vi sinh vật CxHyOzN + (x+y/4+z/3+3/4)O2 xCO2 + (y-3) + 2H2O + NH3 + ∆H (1)

C5H7NO2 + CO2 - ∆H (2)

CxHyOzN + NH3 + O2

Trong phản ứng trên CxHyOzN là tất cả các chất hữu cơ của nước thải, còn

C5H7NO2 là công thức theo tỷ lệ trung bình các nguyên tố chính trong tế bào vi sinh vật

(trong công thức này cho ta tỷ lệ C/N trong sinh khối tế bào là 60/14 tương đương tỷ lệ

C/N là 4,28), ∆H là năng lượng. Phản ứng (1) là phản ứng oxy hóa các chất hữu cơ để đáp

ứng nhu cầu năng lượng của tế bào, phản ứng (2) là phản ứng tổng hợp để xây dựng tế bào.

Lượng oxy tiêu tốn cho các phản ứng này là tổng BOD5 của nước thải. Nếu tiếp tục tiến

hành quá trình oxy hóa thì không đủ chất dinh dưỡng, quá trình chuyển hóa các chất của tế

bào bắt đầu xảy ra bằng oxy hóa chất liệu tế bào (tự oxy hóa):

Vi sinh vật C5H7NO2 + 5O2 5CO2 + NH3 + 2H2O - ∆H (3)

(4)

Vi sinh vật Vi sinh vật NH3 + O2 NO2 + O2 HNO3

Tổng lượng oxi tiêu thụ trong 2 phản ứng (3), (4) nhiều gấp 2 lần so với 2 phản ứng

(1),(2). Từ các phản ứng trên thấy rõ sự chuyển hóa sinh học các chất dinh dưỡng là nguồn

cung cấp năng lượng cần thiết cho các hoạt động sống của vi sinh vật. Đồng thời, cơ chế

này cũng mở ra hướng chuyển hóa trực tiếp các chất hữu cơ ô nhiễm trong nước thải thành

sinh khối vi sinh vật, là một sản phẩm tái chế, nếu phát triển được giải pháp tách thu sớm

lượng sinh khối này với chi phí phù hợp và sử dụng hiệu quả trong cho các mục tiêu tái chế

thứ cấp tiếp theo. Đó cũng là lý thuyết cho cơ sở lựa chọn công nghệ trong quá trình xử lý

nước thải giết mổ gia súc, theo hướng xử lý có khai thác các chất hữu cơ ô nhiễm trong

luận án này.

Dựa trên các phản ứng trên cho ta thấy nếu muốn phát triển sinh khối mạnh thì điều

kiện cần và đủ là oxy cấp vào lớn đồng thời tải lượng hữu cơ đưa vào lớn, phối kết hợp với

giải pháp tách thu sớm lượng sinh khối này khỏi hệ thống để hạn chế ảnh hưởng của hiệu

ứng tái nhiễm do các tế bào vi sinh vật già chết đi, rồi bị tự phân của tế bào vi sinh (vừa

giảm chí phí xử lý do hiệu ứng tái nhiễm từ tế bào vi sinh vật chết, vừa mở ra con đường

chuyển hóa tận thu được nguồn nitơ ô nhiễm thành dạng hữu cơ tái chế là protein vi sinh

23

có giá trị cao trong sinh khối vi sinh vật). Do đó đề tài đặt ra nhiệm vụ phát triển hệ sinh

học phù hợp để khai thác ứng dụng giải pháp công nghệ ưu tiên xử lý thu nhiều bùn hoạt

tính và phân ly sớm một phần bùn hoạt tính tự lắng được ngay trong quá trình xử lý sinh

học. Hướng nghiên cứu trong luận án là ưu tiên xảy ra phản ứng 1 và 2 đồng thời ức chế và

giảm xảy ra phương trình 3 và 4.

Trong các quá trình xử lý ô nhiễm các chất hữu cơ bằng vi sinh vật, sản phẩm của

các chuyển hóa sinh học bậc đầu tiên các chất ô nhiễm hòa tan là sinh khối vi sinh vật; Do

đó, nếu phát triển được giải pháp công nghệ thích ứng và hiệu quả để tách lượng sinh khối

vi sinh vật mới tạo ra này và, trong trường hợp chờ đợi có thể tách được các cấu tử ô

nhiễm không tan ra khỏi môi trường xử lý ngay trong quá trình xử lý sinh học, thì sản

phẩm phụ của quá trình xử lý nước thải sẽ là vật liệu hữu cơ, dưới dạng bùn hoạt tính gồm

chất hữu cơ ô nhiễm dạng không tan và sinh khối vi sinh vật. Các vật liệu hữu cơ này và

phần lớn chất thải rắn từ cơ sở giết mổ là nguyên liệu giá trị để phân hủy làm phân bón vi

sinh (vì trong đó hàm lượng C và N hữu cơ rất cao). Với cách tiếp cận công nghệ này, việc

xử lý ô nhiễm môi trường do các vật liệu hữu cơ không hoàn toàn chỉ là gánh nặng về chi

phí, mà qua đó còn mở ra khả năng thu được vật liệu tái chế cho các mục tiêu ứng dụng

thứ cấp, thí dụ làm phân bón hữu cơ hay để sản xuất nhiên liệu khí sinh học (nghĩa là ô

nhiễm hữu cơ cũng là một dạng tài nguyên khai thác được). Với đặc điểm tách thu phần

bùn hoạt tính kích thước lớn tự lắng được nên không cần bổ sung thêm hóa chất trợ keo tụ,

giải pháp nghiên cứu điều chỉnh xử lý tạo nhiều bùn hoạt tính cho mục tiêu sản xuất phân

bón vi sinh của đề tài là hoàn toàn khả thi; Nghĩa là tăng thêm lợi thế về chỉ tiêu tận thu vật

liệu tái chế cho nhiệm vụ khoa học công nghệ, so với các giải pháp phân ly bùn hoạt tính

sau quá trình xử lý sinh học nước thải hiện hành, có sử dụng chất trợ keo tụ làm xuất hiện

các điểm hạn chế kỹ thuật, hay thậm chí không thể sử dụng lượng bùn hoạt tính thu được

cho mục tiêu làm phân bón hữu cơ hay sản xuất biogas sau này.

1.3.3 Giải pháp công nghệ xử lý bằng bùn hoạt tính

Các công trình xử lý nước thải sử dụng bùn hoạt tính nhằm sử dụng các vi sinh vật

để chuyển hóa các chất ô nhiễm hữu cơ, các chất dinh dưỡng (N; P) và một số chất vô cơ

từ nước thải vào sinh khối tế bào… Giai đoạn cuối cùng của quá trình xử lý bằng bùn hoạt

tính là tách phân ly bùn hoạt tính ra khỏi nước bằng quá trình lắng [29].

Hệ vi sinh vật trong bể sẽ được cung cấp oxy để sinh trưởng phát triển và chuyển

hóa các chất ô nhiễm vào sinh khối tế bào. Khi kết thúc quá trình ở bể bùn hoạt tính, hỗn

24

hợp bùn và nước thải được chuyển sang giai đoạn lắng để phân tách bùn hoạt tính (do lắng

trọng lực) ra khỏi nước đã xử lý trước khi xả thải. Một phần bùn được tuần hoàn trở lại bể

hiếu khí và một phần lớn được loại bỏ dưới dạng chất thải bùn cần xử lý. Quá trình xử lý

nước thải bằng bùn hoạt tính được thể hiện trong hình 1.5.

. Bể hiếu khí Bể lắng

Nước sau xử lý Đầu vào

Hình 1.5. Sơ đồ minh họa quá trình xử lý nước thải bằng phương pháp bùn hoạt tính [23]

Tuần hoàn bùn hoạt tính Bùn thải

Hiệu quả xử lý nước thải bằng bùn hoạt tính phụ thuộc vào nhiều yếu tố: Chế độ

vận hành (chế độ cấp khí, lưu lượng vào, tải lượng ô nhiễm), hệ vi sinh vật trong bể, dinh

dưỡng, yếu tố môi trường… Trong đó quá trình tách bùn, tuần hoàn bùn trong quá trình xử

lý có vai trò rất quan trọng, quyết định tới hiệu suất xử lý và chất lượng tiêu chuẩn dòng ra.

Khả năng kết lắng của bùn thể hiện đến hiệu suất xử lý của hệ. Các yếu tố ảnh hưởng đến

khả lắng kết lắng của bùn như: tải lượng xử lý, tuổi của bùn, vi sinh vật trong bùn hoạt tính.

Tuy nhiên, cơ chế và hiệu quả của quá trình phân tách bùn hoạt tính sau xử lý phụ thuộc

chủ yếu vào 3 yếu tố: mức độ kết bông của bùn, đặc tính vật lý của bông bùn và các thông

số thiết kế của bể lắng. Trong đó mức độ kết bông của bùn và đặc tính của bông bùn trong

quá trình lắng sẽ ảnh hưởng lớn nhất tới quá trình tách phân ly bùn hoạt tính, ảnh hưởng

đến thời gian lưu nước trong bể lắng [29], [49],[55], [94].

Nếu quá trình tạo thành các bông bùn quá nhỏ, có tỷ trọng xấp xỉ nước sẽ không thể

tự lắng và tách bùn ra khỏi. Khi đó cần phải dùng quá trình lọc hoặc keo tụ để phân tách

bùn. Các hóa chất như nhôm sulphat, PAC (làm chất keo tụ để kết lắng những phần tử hạt

bùn nhỏ lại thành cụm hạt có kích thước lớn hơn và dễ lắng hơn) hoặc các polymer tổng

hợp dạng anion, cation có thể được bổ sung vào để cải thiện sự kết tụ của bông bùn và thực

hiện quá trình tách bùn hoạt tinh ra khỏi quá trình dễ dàng và thuận lợi hơn.

25

Hiện nay, giải pháp công nghệ sinh học được áp dụng phổ biến nhất để xử lý nước

thải giàu hữu cơ, nitơ và nước thải giết mổ gia súc nói riêng là công nghệ xử lý xử lý kết

hợp nhiều giải pháp trong cùng 1 hệ thống xử lý. Hệ thống này hoạt động trải qua nhiều

giai đoạn, khai thác năng lực chuyển hóa các chất ô nhiễm đồng thời của cả hệ vi sinh vật

kỵ khí, hiếu khí và vi hiếu khí (bằng cách phân vùng chức năng hoặc xây dựng các bể phân

chia tách biệt để xác lập các điều kiện thích hợp cho hệ vi sinh vật tương ứng phát triển và

hoạt động hiệu quả). Hệ thống xử lý được xây dựng bao gồm nhiều bể: Bể xử lý kỵ khí, bể

Hình 1.6. Sơ đồ cấu trúc vận hành của công nghệ xử lý nước thải sử dụng nhiều giải đoạn [39]

xử lý vi hiếu khí, bể xử lý hiếu khí, bể lắng phân ly bùn hoạt tính… (Hình 1.6)

Với ưu điểm là hệ thống xử lý liên hoàn nối tiếp các bể với nhau và đạt yêu cầu

xử lý của các công đoạn: đạt được hiệu suất xử lý cao, xử lý được đồng thời các hợp chất

C, N, P trong nước thải. Nhưng hệ này cũng có một số mặt hạn chế: xây dựng bao gồm

nhiều bể chức năng nên chỉ số sử dụng đất xây dựng và tổng mức đầu tư xây dựng ban

đầu cao. Ngoài ra, việc kiểm soát quá trình vận hành cũng rất phức tạp, đòi hỏi phải có

trình độ kỹ thuật cao, chi phí bảo trì – bảo dưỡng hệ thống thiết bị lớn và tiêu hao nhiều

năng lượng lớn.

Theo dữ liệu thống kê của hiệp hội xử lý nước thải Hoa Kỳ, mức phân bổ chi phí

trong suốt quá trình xây dựng và khai thác hệ thống xử lý sinh học nước thải sử dụng bùn

hoạt tính như sau: Khoản chi phí lớn nhất là chi cho mức tiêu hao điện năng trong quá trình

vận hành (chiếm tới 78% với hệ thống mới hoạt động hiệu quả và đến 95% với hệ thống cũ

vận hành kém). Khoản chi phí còn lại bao gồm bảo trì, bảo dưỡng, nhân công… tuy nhỏ

song vẫn lớn hơn tổng các khoản chi phí khác còn lại (Hình 1.7) .

26

Hình 1.7. Biểu đồ chi phí của hệ thống xử lý sinh học nước thải sử dụng bùn hoạt tính [39]

 Sục khí 55.6%

 Bơm nước, bơm bùn, 10.3%

 Gia nhiệt, 7.1%

 Lắng sơ cấp, 7.0%

 Bơm nước trong các bể, 4.5%

 Lắng thứ cấp and RAS, 3.7%

 Quá trình xử lý, 3.6%

 Khuấy trộn, 3.1%

 Ánh sáng, 2.2%

 Gạt bùn và bơm tuần hoàn bùn, 1.6%

 Đầu ra qua lọc, 0.9%

 Headworks, 0.4%

Hình 1.8. Chi phí tiêu hao điện năng trong hệ thống xử lý sinh học bùn hoạt tính

Trong chi phí cho mức tiêu thụ điện năng, phân bổ tiêu tốn năng lượng cho các

công đoạn xử lý như trên hình 1.8 có thể thấy mức tiêu thụ điện năng chủ yếu tập trung ở

các công đoạn là:

- Cung cấp oxy hòa tan (sục khí) cho hệ vi sinh phát triển để chuyển hóa chất ô nhiễm

trong bể hiếu khí: 56%

- Khuấy trộn chống lắng cho các bể kỵ khí và vi hiếu khí: 7,0%.

- Bơm tuần hoàn nước thải hay bùn trong hệ thống xử lý: 10,3%.

27

1.3.4 Chế phẩm vi sinh vật trong xử lý nước thải

1.3.4.1 Vi sinh vật trong nước thải

Để tăng cường vai trò của vi sinh vật trong hoạt động xử lý nước thải cần phải tạo

điều kiện môi trường phù hợp cho sự phát triển của vi sinh vật trong đó. Tuy nhiên, không

phải tất cả các vi sinh vật đều có lợi cho các quá trình chuyển hóa trong xử lý nước thải.

Nếu như các điều kiện môi trường không phù hợp cho sự phát triển của các loài vi sinh vật

hoặc số lượng các vi sinh vật trong hệ thống xử lý ở mức quá nhiều sẽ gây cản trở cho quá

trình chuyển hóa và làm giảm hiệu suất xử lý nước thải.

Đặc điểm chung của vi sinh vật

Vi sinh vật có các đặc điểm chung sau đây:

- Kích thước nhỏ bé.

- Hấp thu nhiều, chuyển hoá nhanh.

- Sinh trưởng nhanh, phát triển mạnh.

- Có năng lực thích ứng mạnh và dễ dàng phát sinh biến dị.

- Phân bố rộng, chủng loại nhiều.

1.3.4.2 Vi khuẩn thuộc chi Bacillus

Một loài vi khuẩn được phát hiện sớm nhất và được đặt tên là “Vibrio subtilis” vào

năm 1835 bởi Ehrenberg. Vào năm 1872, vi khuẩn này được đặt tên lại bởi Ferdinand

Cohn (1828-1898) là Bacillus subtilis. Vi khuẩn này là thành viên của một chi lớn và đa

dạng: Bacillus, một phần trong Họ Bacillaceae. Vi khuẩn thuộc chi Bacillus là những vi

khuẩn Gram dương, sinh trưởng và phát triển trong điều kiện có oxy, có khả năng tạo bào

tử, gọi là nội bào tử [45]. Kích thước tế bào sinh dưỡng 0.5-1.2 μm x 2.5-10 μm và kích

thước bào tử 0.42-0.98 μm x 1.22-2 μm [48], [72]. Các nội bào tử thường có hình oval,

hình tròn, hình trụ hoặc hình quả thận. Trong điều kiện bất lợi mỗi tế bào chỉ tạo một nội

bào tử duy nhất, nội bào tử thường nằm ở trung tâm tế bào hoặc nằm lệch về một trong hai

đầu của tế bào.

Ngoài ra, dựa vào hình thái của bào tử và bọc bào tử, chi Bacillus được chia thành

3 nhóm, tuy nhiên gần đây sự phân loại được chia thành 2 nhóm là nhóm B. subtilis và

nhóm B. cereus.

28

Chi B. Subtilis (Bao gồm các loài B. subtilis subsp. subtilis, B. subtilis subsp.

spizizenii, B. mojavensis, B. vallismortis, B. clausii, B. atrophaeus, B. amyloliquefaciens,

B. licheniformis, B. sonorensis, B. firmus, B. lentus và B. sporothermodurans)

Chi B.subtilis có quan hệ gần gũi và rất khó phân biệt giữa các chủng. Chiều rộng

tế bào có kích thước nhỏ hơn 1 μm, túi bào tử không phình ra và các bào tử có hình elip.

Chúng thuộc nhóm sinh vật ưa ấm và phát triển ở pH trung tính, nhưng phần lớn có khả

năng chịu được pH cao. Tất cả các loài thuộc chi này đều thuộc chi 1 trong 16S

rRNA/DNA. Các loài thuộc chi này rất khó phân biệt về kiểu hình (như một số loài B.

subtilis subsp. subtilis, B. subtilis subsp. spizizenii, B. Mojavensis và B. vallismortis) và chỉ

có sự khác biệt ở một mức độ nhất định trong kiểu gen.

Chi B. cereus (Bao gồm các loài B. anthracis, B. cereus, B. mycoides, B.

pseudomycoides B. thuringiensis và B. weihenstephanensis)

Hầu hết các chủng thuộc chi này đều là vi sinh vật ưa nhiệt, chiều rộng tế bào lớn

hơn 1 μm, túi bào tử không phình và bào tử có hình elip. Các chủng đều được chỉ ra có

chung đặc điểm với chủng B. cereus subsp. cytotoxis. Chúng có thể được phân biệt dễ dàng

với các chủng hiếu khí sinh nội bào tử, nhưng lại khó khăn khi phân biệt giữa các chủng

cùng nhóm. Chúng không có khả năng tạo axit từ đường mannitol và sinh enzym

lecithinase. Một vài chủng trong nhóm có khả năng tán huyết (phá vỡ tế bào hồng cầu) và

kháng penicillin (B. cereus, B. Thuringiensis và B. mycoides), đồng thời chúng có khả năng

di động nhờ các roi (tiên mao). Một số lại có khả năng oxy hóa và thường bị nhầm với loài

Pseudomonas đặc biệt là các chủng bắt màu thuốc nhuộm kém.

Các vi khuẩn thuộc chi Bacillus có khả năng sử dụng các hợp chất đơn giản

(đường, axit amin, axit hữu cơ), một số có khả năng sử dụng cả tinh bột, cellulose. Phần lớn chúng là vi khuẩn ưa ấm với nhiệt độ tối thích trong khoảng 30 – 45oC, nhưng cũng có một vài chủng ưa nhiệt có nhiệt độ phát triển tối ưu là 65oC. Một vài chủng ưa lạnh có thể phát triển ở nhiệt độ thấp tới 0oC. Các vi khuẩn thuộc loài này được tìm thấy trong dải pH

2 – 11. Chúng thường được tìm thấy và phân lập từ đất và nước. Hầu hết các chi của vi

khuẩn Bacillus có thể phát triển trên những môi trường nhân tạo có thành phần dinh dưỡng

đơn giản, điều kiện hình thành bào tử cũng được xác định dễ dàng.

1.3.4.3 Mục tiêu phân lập chọn chủng vi sinh vật

Thành phần chính của nước thải là các chất hữu cơ chiếm hơn 70% tổng chất thải

(đối với nước thải giết mổ thành phần gây ô nhiễm chính là khâu giết mổ lượng máu chảy

29

ra ngoài lớn do đó hàm lượng protein là chủ yếu), đây chính là một nguồn tài nguyên lớn

nếu có thể khai thác chuyển hóa một cách hợp lý. Từ đó, đề tài đặt ra mục tiêu ưu tiên

chuyển hóa phần lớn chất hữu cơ ô nhiễm hòa tan thành sinh khối vi sinh vật, thông qua

các quá trình chuyển hóa sinh học, để nhằm thu hồi sinh khối cho các mục đích thứ cấp,

theo hướng xử lý có kết hợp khai thác các chất hữu cơ ô nhiễm.

Nhằm hiện thực hóa mục tiêu nêu trên, đề tài tập trung vào nghiên cứu và phát triển

giải pháp công nghệ xử lý vi sinh và định hướng khai thác năng lực hệ vi sinh vật bản địa

thân thiện và bền vững với môi trường. Từ đó, nhiệm vụ đầu tiên của luận án này là tuyển

chọn các chủng vi sinh vật có các đặc tính đáp ứng định hướng công nghệ đã luận giải phía

trên là: vi sinh vật hiếu khí, có năng lực chuyển hóa cơ chất đa dạng và có năng lực tích tụ

mạnh mẽ sinh khối, xử lý nhanh các chất ô nhiễm, đồng thời có đặc tính tạo bùn hoạt tính

kết lắng thuận lợi. Hoạt lực xử lý nhanh các chất ô nhiễm của vi sinh vật trong hệ thống xử

lý bao gồm hoạt lực phân hủy xử lý sinh học trực tiếp các chất ô nhiễm của vi sinh vật các

chất ô nhiễm hòa tan và trong phương án chờ đợi của luận án, qua quá trình này làm biến

đổi đặc tính hóa lý môi trường nước, cùng với năng lực tạo bông kết tụ của vi sinh vật

trong bể xử lý, làm sẽ tạo ra hiệu ứng “kết tụ kéo theo” đồng thời 1 phần hợp chất ô

nhiễm kích thước lớn vào bông bùn hoạt tính và lắng xuống, mà không cần phải thủy phân

để xử lý trực tiếp lượng các polymer ô nhiễm này (Sự thay đổi đặc tính hóa lý môi trường

nước trong quá trình xử lý theo hướng nồng độ các chất hữu cơ ô nhiễm giảm đi cũng tác

động thuận lợi hơn cho quá trình kết tụ kéo theo các polymer này). Yêu cầu tách một phần

bùn hoạt tính kích thước lớn tự lắng được ngay trong quá trình xử lý sinh học là sự lựa

chọn khác biệt rõ rệt, so với các giải pháp công nghệ xử lý hiếu khí hiện hành, và để hiện

thực hóa yêu cầu này thì các chủng vi sinh vật sẽ được tuyển chọn, ngoài yêu cầu về hiếu

khí, năng lực chuyển hóa cơ chất đa dạng, năng lực xử lý nhạn các chất ô nhiễm..., cần

phải có thêm đặc tính là kết bông bùn và lắng thuận lợi. Là một mảng nội dung trong phát

triển giải pháp công nghệ xử lý nước thải gia súc, luận án này tập trung vào nội dung

nghiên cứu phát triển được hệ sinh học phù hợp để triển khai giải pháp công nghệ xử lý có

kết hợp khai thác các chất hữu cơ ô nhiễm nêu trên. Từ đó, tiêu chí chất lượng trong tuyển

chọn vi sinh vật là:

- Ưu tiên tuyển chọn các chủng vi sinh vật bản địa có năng lực sử dụng cơ

chất đa dạng (năng lực đồng hóa sử dụng các cơ chất hòa tan và, khi các cấu tử dinh dưỡng

tương ứng cạn kiệt, chúng có thể chuyển hóa sử dụng được cả cơ chất không hòa tan, để

sinh trưởng và phát triển).

30

- Ưu tiên tuyển chọn các chủng vi sinh vật hiếu khí và tích tụ nhiều sinh khối.

- Ưu tiên tuyển chọn các chủng vi sinh vật có năng lực chuyển hóa nhanh các cơ

chất ô nhiễm trong môi trường nước thải giết mổ gia súc.

- Ưu tiên tuyển chọn các chủng vi sinh vật có đặc tính tạo bông bùn kết lắng

thuận lợi, cho mục tiêu tách bùn hoạt tính sớm và ngay trong quá trình xử lý.

1.3.4.4 Tổng quan về chế phẩm vi sinh

Trong các hệ thống xử lý sinh học, vi sinh vật chính là nhân tố quyết định đến hiệu

quả xử lý và tính ổn định trong quá trình xử lý của hệ thống. Để cải thiện chất lượng và

hiệu suất xử lý cho hệ thống xử lý nước thải, giải pháp sử dụng chế phẩm sinh học là lựa

chọn phù hợp và hiệu quả, nhờ những ưu điểm nổi bật: có năng lực tạo ra các hiệu ứng

công nghệ chờ đợi với chi phí thấp, thân thiện với môi trường, không ảnh hưởng đến đời

sống thủy sinh, không gây ra các biến đổi không mong đợi về sự đa dạng sinh học, dễ dàng

khắc phục khi hệ thống gặp sự cố về vi sinh...

Chế phẩm sinh học là sản phẩm tạo ra từ sinh khối các chủng vi sinh vật và chất

mang, với mục đích đưa vào các hệ thống xử lý để thực hiện các mục tiêu công nghệ tương

ứng, thí dụ: để xác lập năng lực kiểm sát hoạt tính xử lý sinh học chủ đạo cho hệ thống xử

lý, để rút ngắn thời gian vận hành khởi động hệ thống đến trạng thái xử lý ổn định, hay để

khắc phục hiện tượng suy giảm năng lực xử lý sinh học khi hệ thống xử lý gặp sự cố (thí

dụ do chất độc, hay do tồn dư của các chất kháng sinh trong chăn nuôi kéo theo vào dòng

thải...). Trong chế phẩm sinh học, chất mang là một thành phần quan trọng không thể thiếu.

Nhiều loại chất mang đã được sử dụng trong các nghiên cứu trước đây: cao lanh, trấu, tro,

khoáng sét, sắt oxi-hydroxit (FeOOH), thạch anh. Các nghiên cứu trước đây đã cho thấy

tác động của tính chất bề mặt đối với sự kết dính của các loại vi khuẩn khác nhau đối với

các chất rắn khác nhau và chứng minh rằng sự kết dính ban đầu có thể được mô tả tốt bằng

các lý thuyết hóa lý [93]. Tuy nhiên, một số lượng lớn các nghiên cứu này tập trung vào sự

kết dính của vi khuẩn với các bề mặt rắn đơn giản như polystyrene hoặc nhựa, thủy tinh

hoặc khoáng chất nguyên sinh như mica, thạch anh và albite.

Chức năng của chất mang chính là vật liệu bám dính cho các tế bào vi sinh vật, tạo

điều kiện cho quá trình lưu trữ và bảo quản dễ dàng. Ngoài ra trong quá trình bổ sung, chất

mang cũng như được xem là một chất keo tụ giúp lắng các chất lơ lửng trong nước, do đó

việc lựa chọn chất mang phải đảm bảo các điều kiện cho vi sinh vật bám dính và giúp tăng

cường thêm hiệu quả xử. Hiện nay, cao lanh công thức hóa học Al2O3.2SiO2.2H2O là chất

31

vô cơ và là chất mang phổ biến trong tạo chế phẩm vi sinh bởi một số đặc điểm sau: an

toàn, giá thành rẻ, dễ dàng sấy, bảo quản, diện tích bề mặt bám dính lớn và còn là chất keo

tụ giúp kết lắng nhanh. Mật độ tế bào vi sinh là một thông số quan trọng để đánh giá chất

lượng của chế phẩm sinh học. Mật độ vi sinh được quyết định nhờ vào khả năng bám dính

lên bề mặt chất mang. Theo nghiên cứu của Z.H o n g và cộng sự [53] cũng như nghiên

cứu của Qiaoyun Huang và cộng sự [54] đã rút ra khả năng bán dính phụ thuộc vào trạng

thái sinh lý của tế bào, ái lực của chất mang tới vi khuẩn (các lực không tĩnh điện: liên kết

hydro, lực Van Der Waals và tương tác hydro kỵ nước) và các điều kiện vật lý: nhiệt độ

sấy, tỷ lệ phối trộn, pH. Cao lanh có những tính chất nổi trội như: khả năng hấp thụ đặc

biệt (chất béo, chất đạm, vi khuẩn, virut), có diện tích bề mặt lớn, độ bền nhiệt cao, độ

khuếch tán tốt, trơ hóa học và khả năng kết lắng tốt [93], đã và đang được nhiều nhà khoa

học nghiên cứu để sản xuất chế phẩm sinh học ứng dụng trong xử lý môi trường. Vì vậy,

cao lanh thường được lựa chọn làm chất mang cho quá trình sản xuất chế phẩm sinh học.

Tuy nhiên, các chủng vi sinh vật bổ sung vào chế phẩm cần được xem xét cẩn thận, do các

chủng này khi đưa vào môi trường nước thải có thể không phát triển được hoặc không thể

hiện được đặc tính do phải cạnh tranh với các chủng vi sinh vật bản địa, không thích nghi

được với điều kiện môi trường nước thải (pH, nồng độ chất hữu cơ ô nhiễm, sự thay đổi tải

lượng,...). Có thể xem xét đến việc bổ sung các chất dinh dưỡng cần thiết cho sự kích thích

quá trình phát triển của các chủng vi sinh vật ở thời kì đầu. Tuy nhiên, việc này sẽ làm tăng

thêm chi phí xử lý và cũng không thể chắc chắn về hiệu quả xử lý sau đó. Vì vậy, cần phải

dựa vào đặc tính của từng loại nước thải, hiểu biết sâu sắc về đặc tính của từng hệ vi sinh

vật để lựa chọn bổ sung các chủng vi sinh vật phù hợp và cho hiệu suất xử lý đạt tốt nhất

có thể. Các lựa chọn phổ biến hiện nay là chọn các chủng vi sinh vật bản địa.

Ô nhiễm trong nước thải giết mổ gia súc do rất nhiều chất hữu cơ khác nhau, trong

đó các chất hữu cơ ô nhiễm có thể phân giải sinh học được là nhóm cấu tử tác động mạnh

mẽ đến quá trình phát triển của các chủng vi sinh vật trong hệ thống. Năng lực và hiệu suất

xử lý sinh học của hệ thống xử lý được đánh giá qua tốc độ và cách thức làm giảm nhanh

lượng chất hữu cơ ô nhiễm này. Muốn đạt được điều đó, phải có sự hợp lực xử lý của

nhiều loài vi sinh vật khác nhau, trong đó có những chủng đóng vai trò chủ đạo hay thực

hiện các chuyển hóa then chốt trong quá trình phân giải các chất hữu cơ ô nhiễm này, các

chủng “đặc hiệu”; Điều này đã được kiểm chứng khi so sánh các hệ thống xử lý có bổ sung

chế phẩm sinh học và các hệ thống không bổ sung. Do đó, việc lựa chọn hỗn hợp chủng bổ

sung vào chế phẩm sinh học là giải pháp lựa chọn khá phổ biến, thay vì chỉ chọn một

32

chủng đơn lẻ và là việc làm cần thiết để đảm bảo cho hiệu suất xử lý của hệ thống, ngay cả

khi nước thải chỉ ít loại cấu tử gây ô nhiễm.

Theo một số báo cáo của các tác giả [96],[91], [52], vi sinh vật bổ sung vào chế

phẩm phải đạt được ít nhất 3 tiêu chí: có thể thực hiện quá trình trao đổi chất sinh hóa các

chất hữu cơ ô nhiễm ngay cả khi có các chất ô nhiễm gây ức chế khác, sinh trưởng phát

triển mạnh mẽ và có sức cạnh tranh với các chủng vi sinh vật bản địa sau khi bổ sung vào

môi trường nước thải và phải tương thích với các chủng vi sinh vật cùng bổ sung vào chế

phẩm. Thêm một điều kiện quan trọng khác là các chủng vi sinh vật này không được gây

bệnh cho người và gây hại cho hệ sinh thái. Vì vậy, mỗi chủng vi sinh vật nên được lựa

chọn cẩn thận, phải trải qua khảo sát và thử nghiệm để đi đến lựa chọn cuối cùng. Có một

cách hiệu quả để việc lựa chọn các chủng vi sinh vật trở nên dễ dàng hơn: Lựa chọn các

chủng vi sinh vật bản địa ngay từ nguồn ô nhiễm cần xử lý. Các chủng này được phân lập

từ nguồn ô nhiễm; qua quá trình sàng lọc, tuyển chọn dựa trên các đặc tính phân hủy sinh

học lựa chọn ra các chủng tốt nhất đáp ứng yêu cầu của từng hệ thống xử lý.

Trong các hệ thống xử lý có sử dụng chế phẩm sinh học, để duy trì hiệu suất xử lý,

ngoài vấn đề mấu chốt là lựa chọn được hỗn hợp chủng vi sinh vật phù hợp, cần kiểm sát

được các thông số công nghệ để xác lập và duy trì mật độ vi sinh vật trong môi trường xử

lý. Mật độ này phải duy trì ở mức đủ lớn để đủ năng lực phân hủy sinh học hiệu quả các

chất ô nhiễm trong nước thải.

1.3.4.5 Các nghiên cứu ứng dụng chế phẩm VSV

Trong các hệ thống xử lý hiếu khí, vi khuẩn hiếu khí sử dụng oxy trong quá trình làm

giảm các hợp chất hữu cơ. Để hệ thống hoạt động, cần phải kiểm soát nhiều thông số.

Trong số các thông số này, nồng độ oxy hoà tan, độ pH và các hợp chất dinh dưỡng (nitơ

và phốt pho) là điều quan trọng nhất. Các nghiên cứu trước chỉ tập trung vào việc theo dõi

và kiểm soát các thông số của hệ thống xử lý mà quên theo dõi hoạt động của các loài vi

sinh vật tồn tại trong hệ thống. Do đó, việc nghiên cứu kiểm sát đặc tính và năng lực các

chủng vi sinh vật trong hệ thống là yêu cầu rất cấp thiết và được đề cập nhiều hơn trong

nội dung nghiên cứu này.

Các nghiên cứu ngoài nước

Các nghiên cứu về hiệu quả xử lý của chế phẩm vi sinh được thực hiện trong nhiều

hệ thống, bởi các nhà nghiên cứu ở nhiều nước khác nhau trên thế giới. Một nghiên cứu

33

được thực hiện bởi Bartroli và cộng sự vào năm 2011, ở trong hệ thống màng sinh học hiếu

khí quy mô pilot với 2 hệ thộng hoạt động giống nhau nhưng chỉ khác nhau là hệ thống thứ

nhất có bổ sung chế phẩm và hệ thống thứ hai không bổ sung chế phẩm. Kết quả đạt được

khi hệ thống có bổ sung chế phẩm đã rút ngắn thời gian khởi động hệ thống từ 100 ngày

xuống còn 25 ngày. Hiệu xuất xử lý quá trình đề nitrat đạt 97% [30]. Trong một nghiên

cứu khác của Fang-Bo Yu và cộng sự, thực hiện trong hệ thống SBR. Kết quả nhận được,

hiệu quả xử lý của hệ thống của hệ phản ứng có bổ sung chế phẩm sinh học cho hiệu xuất

xử lý COD đạt 96,28%, cao hơn so với hệ không bổ sung chỉ đạt 79,26%. Đồng thời, trong

hệ thống có bổ sung, sau thời gian 8 ngày có thể phân hủy hoàn toàn o-nitrobenzaldehyde,

trong khi ở hệ thống còn lại, với cùng khoảng thời gian chỉ xử lý được 23,47% [96]. Có thể

thấy, việc sử dụng chế phẩm sinh học sẽ cải thiện rõ rệt hiệu quả của hệ thống xử lý. Vì

vậy, tiềm năng của việc phát triển quy trình sản xuất, bảo quản, ứng dụng chế phẩm là vô

cùng lớn ở hiện tại cũng như trong tương lai.

Các nghiên cứu trong nước

Tăng Thị Chính cùng các cán bộ của Phòng Vi sinh vật môi trường - Viện Công

nghệ Môi trường - Viện Khoa học công nghệ Việt Nam, năm 2010, đã ứng dụng thành

công nghiên cứu của mình tại làng tái chế nhựa Đông Mẫu, xã Yên Đồng, huyện Yên Lạc

(Vĩnh Phúc). Nghiên cứu đã kết hợp sử dụng chế phẩm Biomix 2, thực vật thủy sinh (bèo

Nhật Bản) với chế phẩm LTH100 của Công ty Cổ phần Xanh để xử lý tình trạng ô nhiễm

môi trường do nước thải đô thị và nước thải làng nghề gây ra. Kết quả, chỉ sau 3 tuần thử

nghiệm, nguồn nước tại các ao, hồ làng Đông Mẫu vốn bị ô nhiễm nặng đã được làm sạch

và đạt tiêu chuẩn cho phép về nước mặt loại B (theo QCVN 08:2008 của Bộ Tài nguyên và

môi trường). Nước không còn mùi hôi thối và trong xanh trở lại, các kim loại nặng cũng

được xử lý, ngoài ra còn diệt tảo, tiêu diệt được các vi sinh vật gây bệnh.

Các chế phẩm thương mại đang được ứng dụng trên thị trường

- Chế phẩm EM được ứng dụng rất hiệu quả trong xử lý nước thải đô thị và nước hồ

ô nhiễm ở một số nơi trên thế giới (Nhật Bản, Ai Cập, Nam Ninh-Trung Quốc). Ở Việt

Nam, EM chủ yếu được ứng dụng trong xử lý rác thải hữu cơ và nước ao nuôi tôm.

- Chế phẩm JUMBO-A, JUMBO-G: của Công ty Thảo nguyên xanh. Thành phần

bao gồm: vi khuẩn lactic, Bacillus sp., xạ khuẩn, nấm mốc và các enzym amylase, protease, lipase... Mật độ vi sinh vật tổng số trong chế phẩm > 1010 CFU/g. Chế phẩm có

tác dụng xử lý chất hữu cơ (COD, BOD, SS..), mùi hôi, cặn bã hữu cơ... trong nước thải sinh hoạt và công nghiệp, với lượng sử dụng là 1kg cho 2-3 m3 nước thải.

34

- Chế phẩm BIO-EM: được sản xuất bởi công ty Vi sinh môi trường. Chế phẩm gồm nhiều chủng vi sinh vật hiếu khí, với mật độ tổng ≥ 109 CFU/g; có tác dụng xử lý hợp chất

hữu cơ trong nước thải sinh hoạt, thực phẩm, dệt nhuộm.

- Chế phẩm Bioproduct I của Trần Liên Hà (2006) được sản xuất từ một nhóm vi

khuẩn Bacillus phân lập từ nước hồ. Chế phẩm có tác dụng làm sạch nước hồ bị ô nhiễm.

- Chế phẩm Biomix 2: của Tăng Thị Chính (Viện Công nghệ Môi trường): Chế phẩm

vi sinh Biomix2 được ứng dụng để xử lý nước thải chăn nuôi và ao hồ. Hiện đã được áp

dụng để xử nước chăn nuôi tại 02 trang trại nuôi lợn tập trung ở xã Liêm Tuyền - huyện

Thanh Liêm - Hà Nam và nước thải làm bún, bánh đa tại các rãnh thoát nước tại xã Hợp

Thịnh, huyện Tam Dương, Vĩnh Phúc trong năm 2006, 2007 đều cho kết quả xử lý rất tốt;

về cảm quan giảm được mùi hôi thối, các chỉ tiêu ô nhiễm như COD, BOD, vi sinh vật gây

bệnh giảm được 5- 6 lần so với khi không sử dụng chế phẩm.

Ngoài ra, có nhiều chế phẩm nhập ngoại đang lưu hành tại Việt Nam như sau:

- Chế phẩm BIOWISH AQUA: có nguồn gốc từ Thái Lan. Thành phần vi sinh gồm:

Pediococcus acidilactici, Baccillus sp., Streptoccocus sp., Pichia, Dekkera. Chế phẩm

BIOWISH AQUA được sử dụng trong xử lý nước thải và chất thải, có khả năng thúc đẩy

quá trình phân hủy tự nhiên của các chất thải hữu cơ nhanh hơn nhiều lần so với tốc độ

phân hủy bình thường. Hiện nay, chế phẩm này đã được nhập khẩu vào nước ta và đang

trong giai đoạn thử nghiệm .

- Chế phẩm RoeTech104: có nguồn gốc từ Hoa Kỳ và được ứng dụng để xử lý

nước hồ bị ô nhiễm. Chế phẩm này được đánh giá có chất lượng tốt vì được phân lập từ

ngay chính môi trường nước hồ bị ô nhiễm. Chế phẩm có khả năng làm giảm COD,

BOD5 và nitơ. Các vi sinh vật có trong chế phẩm là: B. subtilis, B. macerans, B.

amyloliquefacien, B. pumilus .

1.4 Định hướng nghiên cứu và phát triển giải pháp công nghệ

của Luận án

1.4.1 Cơ sở khoa học trong xây dựng hướng nghiên cứu của Luận án

Thành phần ô nhiễm chính trong nước thải giết mổ gia súc là các chất hữu cơ có thể

phân giải sinh học được (với lượng đáng kể protein). Đặc tính nguồn thải ô nhiễm trên

hoàn toàn phù hợp với việc lựa chọn áp dụng công nghệ xử lý vi sinh, để chuyển hóa trực

35

tiếp các chất hữu cơ ô nhiễm thành dạng sản phẩm tái chế được là sinh khối vi sinh vật,

được tích tụ và phân ly tách khỏi hệ thống dưới dạng bùn hoạt tính. Từ đó, mục tiêu của

nghiên cứu của đề tài là nhằm phát triển giải pháp công nghệ theo hướng kết hợp xử lý làm

sạch môi trường gắn liền với hoạt động thu hồi vật liệu hữu cơ thứ cấp cho các mục tiêu

công nghệ tái chế tiếp theo (theo xu hướng phát triển công nghệ mới xử lý có khai thác các

chất ô nhiễm W2E – Wastewater to Energy).

Về năng lực, các vi sinh vật hiếu khí hay vi sinh vật kỵ khí đều chuyển hóa các chất

ô nhiễm để sinh trưởng và phát triển. Theo đó, các chuyển hóa sinh học đầu tiên này đều

gắn liền với hiệu ứng tăng sinh khối vi sinh vật. Tiếp theo, nếu không được tách ra khỏi hệ

thống xử lý, thì một phần lượng sinh khối này sẽ bị chết và bị phân hủy thành cơ chất cho

các chuyển hóa vi sinh kế tiếp. Dựa trên nguyên lý đó đề tài sẽ nghiên cứu tuyển chọn

chủng vi sinh vật có khả năng sinh khối lớn, tạo bông bùn và kết lắng nhanh và tách sinh

khối ngay trong quá trình xử lý (giảm được thời gian xử lý quay vòng), thì hoạt động xử lý

nước thải cũng có thể được xem là quá trình công nghệ dùng nước thải làm nguyên liệu để

lên men sản xuất sinh khối vi sinh vật và làm cho nước sạch hơn, theo sơ đồ hình 1.9

(Trong khi công nghệ xử lý vi sinh hiện hành thường chỉ tách phân ly bùn hoạt tính sau

Hình 1.9. Sơ đồ chỉ nguyên lý chuyển hóa vi sinh các chất ô nhiễm trong xử lý nước thải [50]

công đoạn xử lý sinh học).

Bản chất của mọi chuyển hóa dị hóa các chất hữu cơ ô nhiễm đều là quá trình ôxy hóa – khử sinh học, gắn liền với quá trình vận chuyển H+ và electron từ cơ chất bị ôxy hóa

đến chất nhận tương ứng, trong đó với với quá trình chuyển hóa vi sinh hiếu khí là oxy

phân tử tạo thành nước và tích lũy nhiều sinh khối hơn, còn trong điều kiện kỵ khí là một

cơ chất hữu cơ trung gian và sản phẩm tạo ra sẽ là chất hữu cơ thứ cấp (theo sơ đồ hình

1.10). Bên cạnh đó, chuyển hóa hiếu khí trên không ảnh hưởng đến cân bằng động CO2

trong tự nhiên, trong khi các chuyển hóa kỵ khí triệt để sẽ tạo ra sản phẩm cuối là khí sinh

học. Tuy nhiên, sau quá trình xử lý nước thải, một phần biogas sẽ bị thất thoát do các khí

hòa tan vào nước và đi theo nước thải đầu ra. Lượng khí thất thoát này có thể không đáng

36

kể so với tổng lượng biogas [63], tuy nhiên thành phần CH4 trong đó lại là một lo ngại lớn

đối với môi trường, vì CH4 có khả năng gây hiệu ứng nhà kính gấp 72 lần CO2 (trong

khoảng thời gian 20 năm), 25 lần trong 100 năm và 7,6 lần trong 500 năm. Thực tế, ngay

tại thời điểm ban đầu khi CH4 đi vào khí quyển, con số này còn có thể lên đến 100 lần.

Như vậy, nếu xác lập được giải pháp công nghệ mới ưu tiên khai thác chuyển hóa hiếu khí

sẽ mang lại lợi thế làm sạch nước nhanh hơn và triệt để hơn, đồng thời thu được nhiều sinh

khối hơn (Trong khi công nghệ xử lý vi sinh hiện hành thường ưu tiên khai thác quá trình

Hình 1.10. Sơ đồ chỉ tóm tắt nguyên lý quá trình ôxy hóa-khử sinh học trong xử lý nước thải [18]

xử lý kỵ khí để giảm phí xử lý và xử lý hiếu khí thì hạn chế tạo nhiều bùn hoạt tính).

Với định hướng ưu tiên xử lý hiếu khí để tạo nhiều sinh khối và tách sinh khối ngay

trong quá trình xử lý sinh học thì các chủng vi sinh vật sử dụng cần có thêm đặc tính tạo

bông bùn và kết lắng thuận lợi, để có thể tách thu được phần bùn hoạt tính kích thước lớn

tự lắng được ra khỏi hệ thống xử lý mà không cần sử dụng hóa chất trợ keo tụ. Lượng bùn

hoạt tính này sẽ được sử dụng cho mục tiêu tận thu tái chế thứ cấp tiếp theo luận án này,

thí dụ: phối trộn bùn hoạt tính cùng với các chất thải rắn từ giết mổ, làm nguyên liệu lên

men tạo phân bón sinh học (chuyển được nguồn ô nhiễm nitơ vào tạo sinh khối tế bào vi

sinh vật làm phân hữu cơ).

1.4.2 Hướng phân giải protein

Trong các giải pháp công nghệ xử lý nước thải ô nhiễm chất hữu cơ hiện hành,

ra NH4

+, NO3

-, NO2

protien được thủy phân thành các axít amin, rồi được phân giải amon hóa tiếp giải phóng +, sau đó khai thác năng lực nitrat hóa – phản nitrat hóa của hệ vi khuẩn - về N2 phân tử bay vào Nitromonas/Nitrobacter, để chuyển hóa tiếp tục NH4

không khí. Việc xác lập con đường chuyển hóa này thường là một khó khăn công nghệ,

vừa phải đầu tư thêm modul xử lý vi hiếu khí cho hệ thống và cũng là sự lựa chọn lãng phí

tài nguyên nitơ. Theo cách tiếp cận khác, nhiều loài vi sinh vật có thể đồng hóa được các

nguồn nitơ ô nhiễm trên để sinh trưởng và phát triển, hay chuyển hóa theo hướng tạo thành

nguồn protein vi sinh vật, là một dạng sản phẩm tái chế có giá trị khi sử dụng lượng sinh

37

khối này để ủ làm phân bón hữu cơ. Từ đó, hướng nghiên cứu của luận án này là ưu tiên

tuyển chọn các chủng vi sinh vật có năng lực đồng hóa cơ chất đa dạng và tích tũy sinh

khối mạnh, thí dụ khai thác năng lực các chủng vi khuẩn thuộc giống Bacillus hay

Pseudomonas, để chuyển các cấu tử nitơ ô nhiễm trên thành nitơ protein trong tế bào vi

sinh vật, cho mục tiêu thu nguồn sinh khối nhiều làm phân bón cho nông nghiệp. Sơ đồ

hướng phát triển công nghệ xử lý các chất nitơ ô nhiễm trong luận án được biểu diễn qua

các hướng chuyển hóa nhánh phía bên phải nêu trên hình 1.11 (trong khi hướng xử lý trong

các giải pháp công nghệ hiện hành là khai thác xử lý chuyển hóa thành N2 theo các hướng

Hình 1.11. Sơ đồ chỉ nguyên lý của quá trình chuyển hóa của protein

mũi tên phía dưới hình 1.11):

1.4.3 Tông hợp các hướng phát triển công nghệ trong luận án

 Thành phần ô nhiễm chính trong nước thải giết mổ gia súc là hữu cơ

 Áp dụng công nghệ xử lý sinh học

 Chất thải rắn dễ dàng tách ra khỏi dòng chảy

 Tách thu sớm, để xử lý thành sản phẩm tái chế …

 Nước thải ô nhiễm hữu cơ cao

 Xử lý sinh học thu nhiều bùn hoạt tính làm phân bón

Sơ đồ định hướng phát triển của đề tài được thể hiện trên hình 1.12. Chất thải phân ra

2 dòng rắn và lỏng. Dòng chất thải rắn sẽ tận dụng làm nguồn thức ăn cho cá đối với các

chất dễ phân hủy. Dòng nước thải được áp dụng xử lý ngay giảm quá trình phân cắt protein

38

và giải phỏng ra NH4. Nước thải được tập trung và xử lý càng sớm càng tốt tránh giảm

nguồn các bon trong nước thải. Sử dụng chế phẩm vi sinh vật đã được tuyển chọn và ứng

Xử lý khai thác

chất thải rắn

Tách, phân ly

Thức ăn cho cá,

bón cây

Chất thải rắn

Khó phân hủy

Chất thải (nước,

chất thải rắn)

Làm phân bón

Bùn hoạt tính

Nước thải

Nước đạt chuẩn

Xử lý hiếu khí thu nhiều bùn hoạt tính

Hình 1.12. Sơ đồ công nghệ xử lý chất thải giết mổ gia súc trong luận án

dụng phù hợp với đối tượng nước thải này.

Mục tiêu tổng quát

Phát triển hệ vi sinh vật thích hợp, để triển khai giải pháp công nghệ xử lý sinh học

có kết hợp thu các chất hữu cơ để phục vụ cho mục đích tái chê thứ cấp tiếp theo.

 Tách chất thải rắn ra khỏi dòng nước thải và giảm hiện tượng tự phân của

protein trong điều kiện thiếu khí.

 Xử lý nước thải sớm tránh để quá trình tự phân của yếm khí giải phóng ra NH4.

 Xử lý sinh học có khai thác nước thải thu nhiều bùn hoạt tính làm phân bón

(khai thác ứng dụng bể xử lý hiếu khí tích hợp). Loại bỏ sớm bùn hoạt tính được kết tụ bởi

tế bào vi sinh vật và các chất ô nhiễm ra khỏi môi trường nước.

 Sử dụng chế phẩm vi sinh vật, để cải thiện các chỉ số công nghệ vận hành xử lý

(để cải thiện năng lực xử lý cho hệ thống, để rút ngắn thời gian vận hành ổn định khi khởi

39

động hệ thống xử lý nước thải, hay để can thiệp khôi phục lại năng lực xử lý sinh học khi

hệ thống xử lý gặp sự cố...).

Mục tiêu cụ thể của luận án

 Tạo được hệ vi sinh vật có đặc tính phù hợp, để khai thác ứng dụng công nghệ

xử lý sinh học hiếu khí trong bể xử lý tích hợp:

+ Có năng lực sử dụng đa dạng cơ chất

+ Thích nghi nhanh với nước thải

+ Xử lý làm giảm nhanh các chất ô nhiễm

+ Tạo bông bùn kết lắng thuận lợi

 Tạo được chế phẩm để sử dụng xử lý nước thải.

 Thử nghiệm ứng dụng chế phẩm xử lý nước thải trong phòng thí nghiệm và

ngoài hiện trường.

Nội dung nghiên cứu của luận án:

1. Phân lập tuyển chọn hệ vi sinh vật bản địa đáp ứng được yêu cầu của hệ sinh học

trong hệ thống xử lý.

2. Khảo sát các điều kiện nuôi thu sinh khối của vi sinh vật, khảo sát các điều kiện để

tạo chế phẩm.

3. Thử nghiệm năng lực xử lý nước thải quy mô phòng thí nghiệm, quy mô pilot hiện

trường.

40

2 CHƯƠNG 2: VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

2.1 Vật liệu

2.1.1 Đối tượng nghiên cứu

- Nước thải: nước thải lấy từ 2 cơ sở giết mổ lợn Thịnh An (xã Thịnh Liệt, Thanh

Trì, Hà Nội), giết mổ trâu bò Khắc Ngoan (xã Bái Đô, Phú Xuyên, Hà Nội).

- Các chủng vi sinh vật: được phân lập từ nước thải của các cơ sở giết mổ gia súc.

2.1.2 Hoá chất thí nghiệm

K2Cr2O7, H2SO4, Ag2SO4, (NH4)2Fe(SO4)2⋅6H2O, HgSO4,Ferolin, C7H6O3Na,

C6H6O7Na3.2H2O, Fe(CN)5NONa2.2H2O, C2N3O3Cl2Na2H2O, NaOH, H3PO4,

NH2C6H4SO2NH2, C10H7NH-CH2-CH2-NH2-2HCl CH2-N(2COOH)CH2-COONa).2H2O,

hợp kim Devarda, axit boric. Xuất xứ: Merk, Ấn Độ, Trung Quốc.

2.1.3 Thiết bị phân tích

Thiết bị và dụng cụ được sử dụng trong quá trình nghiên cứu là của phòng Công

nghệ xử lý nước – Viện Công nghệ môi trường – Viện Hàn lâm Khoa học và Công nghệ

Việt Nam và phòng thí nghiệm vi sinh hóa sinh – sinh học phân tử - Viện Công nghệ sinh

Bảng 2.1. Danh sách các thiết bị dùng trong quá trình nghiên cứu

học và Công nghệ thực phẩm – Trường Đại học Bách Khoa Hà Nội.

STT Tên thiết bị Hãng sản xuất Xuất xứ

Tủ cấy vô trùng Hàn Quốc JSR 1

Tủ sấy dụng cụ Hàn Quốc JSR 2

Tủ ấm nuôi cấy vi sinh vật Hàn Quốc JSR 3

Tủ ấm nuôi cấy vi sinh vật Memmert Đức 4

Tủ lạnh thường Việt Nam LG 5

Lò vi sóng Việt Nam SANYO 7

8 Máy đo pH cầm tay METTLER TOLEDO Thụy Sỹ

9 Máy vortex Đức Velp

10 Cân kỹ thuật chính xác 0,01g Thụy Sỹ Ohaus

11 Cân phân tích độ chính xác 0,1mg Mettler Toledo Thụy Sỹ

41

Anh 12 Micropipet 100 – 1000μL Genex Beta

Anh 13 Micropipet 10 – 200μL Genex Beta

Anh 14 Pipet 10 mL Genex Beta

Italia 15 Máy phá mẫu COD HANNA

Trung Quốc 16 Ống phản ứng HACH HACH

17 Nồi hấp thanh trùng HIRAYAMA Nhật Bản

18 Tủ lạnh – 20 oC NEW DENVER USA Mỹ

19 Tủ nuôi lắc VISION Mỹ

Trung Quốc 20 Máy cất nước 1 lần

Trung Quốc HAILEA 21 Máy cấp khí

Nhật 22 Kính hiển vi

23 Máy quang phổ UV-Vis Shimadzu Nhật bản

spectrophotometer 2450

Nhật 24 Bộ hút chân không

2.1.4 Môi trường

Môi trường phân lập vi khuẩn: pepton 1% (w/v), cao thịt 0.3% (w/v), NaCl 0.5%

(w/v), agar 2% (w/v), pH= 6,0 – 7,0.

Môi trường thử hoạt tính phân giải protein: sữa gầy 1% (w/v), NaCl 0.5% (w/v),

agar 2% (w/v).

Môi trường thử hoạt tính phân giải tinh bột: tinh bột tan 1% (w/v), NaCl 0.5%

(w/v), agar 2% (w/v).

Môi trường thử hoạt tính phân giải CMC: CMC 1% (w/v), NaCl 0.5% (w/v), agar

2% (w/v).

Môi trường sau khi chuẩn bị được thanh trùng ở 121oC, 20 phút [2].

2.2 Phương pháp nghiên cứu

2.2.1 Phương pháp lấy mẫu

Phương pháp lấy mẫu, vận chuyển và bảo quản mẫu để phân tích các tính chất hóa lý

cho nước thải, theo TCVN 4556 – 88.

42

2.2.2 Phương pháp xác định các chỉ tiêu trong nước

- Amoni được xác định theo nguyên tắc đo quang phổ ở bước sóng 655 nm của hợp

chất màu xanh được tạo bởi phản ứng ucar amoni với salixylat và ion hypoclorit có sự

tham gia của natri nitrosopentaxyano sắt (III) taxyano sắt (III) (natri nitroprusiat) (theo tiêu

chuẩn TCVN 6179-1:1996).

- Nitrat được xác định bằng phương pháp trắc phổ dùng axit sunfosalixylic (TCVN

6180:1996), đo quang tại bước sóng 410 nm.

- Nitrit được xác định theo phương pháp đo quang với hệ thuốc thử Griss (theo

Standard Method 1995), đo quang tại bước sóng 540 nm.

- TN mẫu nước được xác định theo phương pháp Kendan (theo TCVN 6638:200).

- TN mẫu bùn được xác định theo phương pháp Kendan cải biên (theo TCVN

6498:1999).

- COD được xác định theo TCVN 6491:1999 (ISO 6060:1989)

- BOD5 được xác định theo TCVN 6001-1:2008 (ISO 5815-1:2003).

- SS được xác định theo TCVN 6625:200 (ISO 11923:1997).

- VSS được xác định thông qua SS nung ở nhiệt độ 550 oC trong 30 phút.

2.2.3 Phương pháp vi sinh vật

2.2.3.1 Phân lập

Mẫu nước thải sau khi lấy về được xử lý gia nhiệt ở 80 oC trong 10 phút [6],[ 10]. Mẫu sau khi xử lý được pha loãng ở các nồng độ từ 10-2 – 10-6. Hút 100 µL dung dịch pha

loãng ở mỗi nồng độ, trải trên môi trường phân lập giàu dinh dưỡng NA (cao thịt, pepton). Các đĩa sau khi trang được nuôi cấy ở 37 oC trong 24h.

Sau 24h nuôi cấy, các khuẩn lạc mọc riêng rẽ và có đặc điểm hình thái khác nhau

được cấy ria sang môi trường NA mới để tạo các khuẩn lạc thuần chủng. Các khuẩn lạc đồng nhất, được cấy chuyển sang môi trường NA lỏng, lắc 150 vòng/phút, ở 37oC trong 24

h. Mẫu sau khi nuôi cấy tiến hành pha loãng, trang lại trên môi trường NA để kiểm tra độ

thuần khiết. Mỗi thí nghiệm được lặp lại 3 lần.

43

Các khuẩn lạc thuần khiết được bảo quản trong glycerol nhằm giữ giống và phục vụ

cho các nghiên cứu tiếp theo.

2.2.3.2 Phương pháp tuyển chọn

(1) Dựa trên hoạt tính sinh tổng hợp enzym đa dạng

Với mục đích của nghiên cứu là tuyển chọn các chủng vi sinh vật có khả năng sử

dụng các cơ chất đa dạng và khả năng sử dụng protein là chủ đạo. Do vậy, các chủng thuần

khiết được tiến hành thử nghiệm một số hoạt tính enzyme đặc trưng: protease, amylase,

cellulase [6],[ 14]. Phương pháp định tính hoạt độ enzyme qua vòng phân giải:

Nguyên tắc: Phương pháp dựa trên phản ứng màu giữa agar và thuốc thử lugol ( KI +

I2) tạo phức màu tím. Khi enzyme thủy phân cơ chất (sữa gầy, tinh bột, CMC) tạo thành

các đơn vị nhỏ hơn (các axit amin và đường đơn) sẽ không còn phản ứng màu, những vị trí

khác đều cho màu với thuốc thử, kết quả tạo thành các vòng thủy phân. Dựa trên đường

kính vòng thủy phân do enzyme tạo ra ta định tính được chủng nào có khả năng sinh

enzyme tốt hơn. Đây là cơ sở lựa chọn chủng tối ưu nhất.

Tiến hành: Hoạt tính các enzyme protease được xác định tương đối theo vòng thủy

phân trên đĩa thạch. Đĩa thạch có chứa cơ chất sữa gầy dày khoảng 0,5 cm và được đục lỗ. Nhỏ 100 µL dịch môi trường sau nuôi cấy vào các giếng sau đó ủ ở 37 oC trong 24h,

nhuộm màu bằng dung dịch lugol 1%, đo đường kính thủy phân vòng phân giải của

enzyme với cơ chất. Hoạt tính tương đối của enzyme tỷ lệ thuận với kích thước đường kính

vòng phân giải cơ chất [14].

Hoạt tính các enzyme amylase và cellulase được xác định tương đối theo vòng thủy

phân trên đĩa thạch. Đĩa thạch có chứa cơ chất tinh bột và CMC dày khoảng 0,5 cm. Chủng vi sinh vật được cấy chấm điểm bằng tăm vô trùng, sau đó ủ ở 37 oC trong 48h, đo đường

kính khuẩn lạc và nhuộm màu bằng dung dịch lugol 1%, đo đường kính thủy phân vòng

phân giải của enzyme với cơ chất. Hoạt tính tương đối của enzyme tỷ lệ thuận với kích

thước đường kính vòng phân giải cơ chất:

Dhalo = D/d.

D: đường kính vòng phân giải (cm)

d: đường kính khuẩn lạc (cm)

44

(2) Dựa trên tốc độ tăng trưởng và tích tụ sinh khối

Với mục tiêu của nghiên cứu là xử lý nước thải giết mổ gia súc hiệu quả, các chủng

vi sinh vật được lựa chọn phải có tốc độ tăng trưởng nhanh, hàm lượng sinh khối lớn để rút

ngắn thời gian xử lý nước thải. Việc xác định hàm lượng sinh khối của vi sinh vật có thể

được thực hiện bằng phương pháp đo mật độ tế bào ở bước sóng 600 nm hoặc xác định

hàm lượng sinh khối khô bằng cách sấy đến khối lượng không đổi.

Xác định mật độ tế bào bằng phương pháp đo quang

Nguyên tắc: Dịch môi trường sau thời gian nuôi cấy (có chứa các vi sinh vật) được

ánh sáng ở bước sóng 600 nm chiếu qua sẽ hấp thụ; do vậy, thông qua việc đo độ hấp thụ

ánh sáng ở bước sóng 600 nm có thể xác định được hàm lượng sinh khối vi sinh vật trong

dịch môi trường nuôi cấy. Độ hấp thụ ánh sáng ở bước sóng 600 nm là tỷ lệ thuận với mật

độ tế bào vi sinh vật.

Để xây dựng được đường cong sinh trưởng của các chủng vi sinh vật sau khi phân

lập được, tiến hành theo các bước sau:

 Chuyển 1 mL các chủng thuần khiết sau khi đã hoạt hóa 24h vào trong 100 mL môi

trường NA.

 Lên men ở điều kiện 37 oC, tốc độ lắc 150 vòng/phút.

 Cứ sau 2h lên men, dịch môi trường nuôi cấy được xác định giá trị OD600nm.

 Mẫu đối chứng: Phần dịch tách cặn của môi trường nuôi cấy sau khi đã ly tâm 6000

vòng/phút, trong 10 phút.

 Ghi kết quả và lập đường cong sinh trưởng của các chủng nghiên cứu.

Lưu ý: Nếu mật độ tế bào quá cao thì dịch môi trường nuôi cấy cần được pha loãng

với hệ số thích hợp để có kết quả độ hấp thụ chính xác.

Xác định mật độ tế bào bằng phương pháp đếm mật độ tế bào (CFU/mL)

+ Pha loãng mẫu rồi cấy trang trên đĩa petri có chứa môi trường tương ứng.

+ Ủ ở nhiệt độ 28 - 30oC, trong 24 giờ.

+ Đếm số lượng khuẩn lạc tạo thành trên đĩa thạch và tính toán số lượng vi sinh vật

có trong 1ml mẫu theo công thức:

45

CFU/ml (g) = A x 1/K x 1/V

A: Số khuẩn lạc trung bình xuất hiện trên đĩa petri có cùng độ pha loãng

V: Thể tích dịch pha loãng trang trên mỗi đĩa (ml)

K: Độ pha loãng của dịch được cấy

(3) Dựa trên năng lực xử lý ô nhiễm theo giá trị COD giảm trong nước thải

giết mổ gia súc:

Qua phân tích thực nghiệm, môi trường dinh dưỡng nuôi cấy vi sinh vật NA có chỉ

số COD rất cao (COD = 18.887 mg/L). Vì vậy, để không làm thay đổi các chỉ số ô nhiễm

của nước thải thì giống được tiếp vào môi trường nuôi cấy ở dạng sinh khối ướt sau khi đã

ly tâm loại bỏ dịch môi trường nuôi cấy. Dịch sinh khối được ly tâm ở 6000 vòng/phút

trong 10 phút.

Phương pháp thí nghiệm: Các chủng nghiên cứu được nuôi cấy trong 100 mL môi trường NA lỏng ở bình tam giác 500 mL. Điều kiện lên men: 37oC, pH 6,5 – 7,0 và lắc 150

vòng/phút. Sau thời gian 22h lên men, ly tâm thu sinh khối trong ống ly tâm 15 mL. Pha

loãng sinh khối bằng nước cất thanh trùng, với yêu cầu đo mật độ quang đạt OD600nm là 1,50 (tương ứng với mật độ tế bào 3-9x104 CFU/mL). Sinh khối các chủng vi sinh vật

nghiên cứu sau khi được pha loãng cùng nồng độ được xem là giống cấp vào các bình

nước thải thử nghiệm.

Giống được cấp vào nước thải thử nghiệm ở tỷ lệ cấp giống là 10% (20 mL) trong

bình tam giác 500 mL có chứa 200 mL nước thải. Điều kiện lên men nuôi lắc ở 150 vòng/phút, 37oC. Sau 24 h nuôi cấy, 10 mL dịch nước thải được ly tâm 6000 vòng/phút

trong 10 phút và xác định giá trị COD. Làm lặp lại tương tự sau 6h tiếp theo đến khi đạt

giá trị COD không thay đổi. Qua các giá trị đo COD, kết luận được hiệu quả xử lý nước

thải của chủng thử nghiệm.

2.2.4 Phương pháp định danh bằng phương pháp truyền thống

2.2.4.1 Thử hoạt tính catalase

Đối với canh trường lỏng thì lấy một giọt huyền phù tế bào nhỏ lên đĩa sứ có sẵn một

giọt H2O2 30%, nếu thấy sủi bọt thì vi khuẩn có phản ứng catalase, và ngược lại không

thấy hiện tưởng sủi bọt thì vi khuẩn không có phản ứng catalaza.

46

Đối với khuẩn lạc thì ta nhỏ một giọt H2O2 30% lên khuẩn lạc rồi quan sát tương tự

như trên.

2.2.4.2 Khả năng sử dụng một số loại đường

Khả năng sử dụng đường như là một nguồn thức ăn cacbon duy nhất là một

trong những đặc tính hết sức quan trọng của một chủng vi sinh vật. Các nguồn

đường sử dụng làm thí nghiệm là các loại đường đơn: arabinoza, xyloza, glucoza,

manoza,… đường kép như: mantoza, saccaroza, lactoza,…

Môi trường kiểm tra khả năng sử dụng đường là môi trường chứa 0,5 – 1%

từng loại đường. Nếu vi sinh vật nào có khả năng đồng hóa đường thì chúng làm

môi trường đó bị đục.

2.2.5 Phương pháp định danh bằng phương pháp sinh học phân tử

Quy trình định tên vi sinh vật bằng phương pháp sinh học phân tử, được thực hiện

như sau:

2.2.5.1 Tách DNA tổng số từ vi khuẩn

- Chuẩn bị 1 mL dịch nuôi cấy trong ống eppendorf. Sau đó ly tâm 10000 vòng/phút

trong 5 phút, loại bỏ dịch bên trên.

- Thêm 200 L đệm phá tế bào và 50 L SDS 20%, sau đó trộn đều và ủ ở 65ºC

trong 2 giờ.

- Thêm 250 L hỗn hợp CI (24 Chloroform: 1 Isoamin alcohol) và trộn đều, ly tâm

15000 vòng/phút trong 15 phút, lấy phần nổi phía trên, làm lặp lại lần 2 tương tự.

- Thêm 150 L 2-propanol (Iso-propanol) và giữ trong đá lạnh 20 phút. Ly tâm

15000 vòng/phút trong 15 phút, thu phần kết tủa.

- Rửa tủa bằng etanol 70%. Ly tâm 15000 vòng/phút trong 10 phút, thu tủa.

- Làm khô bằng máy cô quay chân không trong 3-5 phút.

- Hoà tủa trong TE (30-50 L), giữ trong tủ lạnh 4°C.

47

2.2.5.2 Nhân khuyếch đại gen bằng phản ứng PCR

- Hỗn hợp phản ứng cho 25 L.

10X Buffer 2.5 L

dNTP mixture 2 L

Mồi xuôi 1 L

Mồi ngược 1 L

Dream TaqTm 0.125 L

Mẫu DNA (50 ng) 1 L

Nước cất đến 25 L

Mồi xuôi 9F: 5"-GAGTTTGATCCTGGCTCAG-3"

Mồi ngược 1525R: 5"-AGAAAGGAGGTGATCCAGCC-3"

2.2.5.3 Tinh sạch sản phẩm PCR

Sản phẩm của PCR được tinh sạch bằng bộ kit QIA (Invitrogen, Đức) thực hiện

theo chỉ dẫn của nhà sản xuất. Kiểm tra độ tinh sạch của mẫu: Mẫu được kiểm tra trên

máy quang phổ khả kiến ở các bước sóng 260nm và 280nm. Tính tỷ lệ tinh sạch:

OD260/OD280 > 1,7.

Chạy điện di trên gel agarose 1%. Đun tan 1% agaroza (dung dịch 50X TAE: 2 mL,

nước cất: 98 mL, agaroza: 1 g) để ấm, đổ vào khuôn, đợi cho nguội và đặt tấm gel vào

trong máy điện di, ngập trong 300 mL dung dịch 1X TAE. Trộn 2 L dung dịch 6X

loading buffer với 5 L mẫu trộn đều, nhỏ vào giếng. Chạy điện di bằng dòng điện một

chiều với điện thế 100V, cường độ dòng điện 80 mA trong 15 phút, bỏ ra ngâm trong dung

dịch EtBr (nồng độ 0,5 l/mL) 20 phút vớt ra. Quan sát trên máy soi gel.

2.2.5.4 Xác định trình tự chuỗi nucleotid và so sánh tương quan trình tự gen

Trình tự nucleotid của đoạn gen 16S rDNA của chủng vi khuẩn được đọc trực tiếp

trên máy đọc trình tự tự động 3100 Avant. Kết quả trình tự được so sánh với các trình tự

16S rDNA của các loài đã được xác định trong ngân hàng gen. So sánh mối quan hệ tương

quan về trình tự gen sử dụng phần mềm ClustalX 1.83.

48

2.2.6 Tạo chế phẩm

2.2.6.1 Khảo sát các điều kiện lên men thu sinh khối của chủng

Điều kiện lên men thu sinh khối của các chủng vi sinh vật phụ thuộc vào nhiều yếu

tố: Nguồn cacbon, nguồn nitơ, điều kiện nuôi cấy như: pH, nhiệt độ, nồng độ oxy hòa tan,

tỷ lệ cấp giống,...Khảo sát các điều kiện lên men của chủng vi khuẩn sau khi thuần khiết là

cần thiết để thu được hàm lượng sinh khối nhiều nhất.

Chuẩn bị dịch giống: 0,1 mL dung dịch các chủng vi khuẩn trong các ống giống

được bổ sung vào bình tam giác 500 mL có chứa 100 mL môi trường NA (0,3% cao thịt, 1% pepton, 0,5% NaCl, pH = 6,8). Nuôi lắc ở 37 oC, 150 vòng/phút trong 24 h. Dịch nuôi

cấy được sử dụng để làm giống cho các thí nghiệm tiếp theo.

Bảng 2.2. Khảo sát ảnh hưởng của một số yếu tố đến hàm lượng sinh khối của chủng nghiên cứu

Điều kiện lên men khảo sát các yếu tố:

Yếu tố ảnh Tỷ lệ khảo sát

hưởng TN 1 TN 2 TN 3 TN 4 TN 5

Peptone (%) Cao thịt (%) 1 0,3 1 0,3 1 0,3 1 0,3

NaCl (%) pH 0,3; 0,5; 0,7; 1 0,09; 0,15; 0,21; 0,3 0,5 6,8 0,5 6,5 0,5 6,5 0,5 6,5 0,5 6-9, bước nhảy 0,5 100 100 100 Dịch lên men (mL)

5 100 100;150; 200; 250;300 5 5 1;3;5;7;10 3;5

24 24 24 24 Tỷ lệ cấp giống (%) Thời gian lên men (h) 0 – 38, bước nhảy 2 h

Chú thích: TN 1,2,3,4,5 – Thí nghiệm 1, 2, 3, 4, 5

Lên men trong bình tam giác 500 mL, có chứa 100 mL môi trường NA, đã thay đổi

một số yếu tố: pH, tỷ lệ cấp giống, thánh phần môi trường. Điều kiện lên men được kiểm soát cố định ở 37oC, tốc độ lắc 150 vòng/phút. Hàm lượng sinh khối sau thời gian lên men

được xác định bằng cách đo độ hấp thụ quang ở bước sóng 600 nm. Thí nghiệm khảo sát

yếu tố lên men của các chủng nghiên cứu được thể hiện trong bảng 2.2.

49

2.2.6.2 Lên mem thu sinh khối của các chủng VSV tuyển chọn để tạo chế phẩm

Nhân sinh khối cấp 1,2

Đây là quá trình tăng sinh các chủng vi khuẩn ở các qui mô nhỏ nhằm thu được đủ

lượng sinh khối vi khuẩn ở trạng thái sinh trưởng và phát triển điển hình, để cấp đủ giống

cho quá trình lên men kế tiếp trên quy mô lớn hơn (hay còn được gọi là tạo giống khởi

động cho quá trình). Nhằm tạo điều kiện thuận lợi cho sự sinh trưởng và phát triển của các

chủng có đặc tính sinh lý không giống nhau, các chủng thử nghiệm được lên men thu sinh

khối riêng độc lập với nhau. Môi trường nhân sinh khối cấp 1, 2 của chủng tuyển chọn

được là giàu dinh dưỡng (cao thịt, pepton) được phân vào các bình tam giác, sau đó khử trùng ở 121oC trong 20 phút. Sau khi khử trùng môi trường được để nguội đến nhiệt độ

phòng và cấy vi khuẩn từ các ống giống gốc. Thao tác này được thực hiện trong điều kiện vô trùng. Nuôi chủng ở điều kiện 37oC, lắc tốc độ 200 vòng/phút. Tỷ lệ cấp giống cho nhân

sinh khối cấp 1, 2 là 5%.

Lên men thu sinh khối

Lên men nhằm thu được sinh khối lớn nhất để sản xuất chế phẩm.

Môi trường lên men trong bình lên men 4 lít là môi trường NA.

Phân phối vào các bình lên men đã chuẩn bị trước. Khử trùng môi trường theo chế

độ tự động trong thời gian 30 phút.

Làm nguội môi trường và cấy chuyển sinh khối vi khuẩn từ các bình tam giác đã

chuẩn bị trong bước nhân sinh khối cấp 2 với tỷ lệ là 3%.

Điều chỉnh các thông số kỹ thuật của hệ thống lên men cho phù hợp với điều kiện

sinh trưởng phát triển của từng chủng như bảng 2.2. Sau lên men, mật độ tế bào của Bacillus khoảng 1,8 – 9,7x109 CFU/mL.

Ly tâm thu sinh khối

Sinh khối thu được sau lên men được ly tâm với tốc độ 10.000 vòng/phút, trong

thời gian 10 phút.

2.2.6.3 Phương pháp tạo chế phẩm

Xác định khả năng tổ hợp các chủng vi khuẩn

Các chủng đã được tuyển chọn cấy ria trên cùng đĩa thạch chứa môi trường dinh dưỡng cơ bản, nuôi ở 37oC trong 48 giờ, quan sát sự đối kháng của các vạch khuẩn lạc tạo

thành trên đĩa thạch.

50

Lựa chọn và xử lý chất mang

Mật độ tế bào vi sinh là một thông số quan trọng để đánh giá chất lượng của chế

phẩm sinh học. Các tế bào vi sinh có thể bám dính lên được bề mặt chất mang phụ thuộc

vào độ bám dính của các vi khuẩn (trạng thái sinh lý của tế bào), ái lực của chất mang tới

vi khuẩn (các lực không tĩnh điện: liên kết hydro, lực Van Der Waals và tương tác hydro

kỵ nước) và các điều kiện vật lý: nhiệt độ sấy, tỷ lệ phối trộn, pH,…. Cao lanh có những

tính chất nổi trội như: khả năng hấp thụ đặc biệt (chất béo, chất đạm, vi khuẩn, virut), có

diện tích bề mặt lớn, độ bền nhiệt cao, độ khuếch tán tốt, trơ hóa học và khả năng kết lắng

tốt, đã và đang được nhiều nhà khoa học nghiên cứu để sản xuất chế phẩm sinh học ứng

dụng trong xử lý môi trường. Vì vậy, trong nghiên cứu này chúng tôi chọn chất mang vi

sinh vật là cao lanh để tiến hành sản xuất chế phẩm sinh học ứng dụng xử lý nước thải giết

mổ gia súc.

Xác định thành phần các vi sinh vật trong chế phẩm: Với mong muốn tạo chế phẩm có năng lực xử lý nước thải tối ưu đồng thời có khả năng lắng bùn thuận lợi nên tỷ lệ

phối trộn các chủng được ưu tiên chọn chủng có khả năng kết lắng tốt nhất, có khả năng sinh khối lớn và ổn định trong thời gian dài nên được chọn với tỷ lệ phối trộn phần trăm

thể tích ưu tiên vào chủng có năng lực tạo bông bùn lớn và kết lắng tốt nhất. Các chủng được lên men riêng rẽ sau đó thu sinh khối và phối trộn sinh khối tạo hỗn hợp sinh khối và

tiếp tục phối trộn với chất mang theo các tỷ lệ thể tích nghiên cứu.

Xác định nhiệt độ sấy: Thu sinh khối tế bào của các chủng và phối trộn với cao lanh

theo tỷ lệ 1:1 (100mL dịch tăng sinh phối trộn 100g cao lanh) và sấy ở các nhiệt độ khác nhau: 35, 40, 45, 50, 55oC.

Xác định tỷ lệ phối trộn sinh khối và chất mang: Sinh khối tế bào thu được sau khi được ly tâm, ta trộn với cao lanh theo tỉ lệ khác nhau lít dịch nuôi/kg cao lanh. Phối trộn

sinh khối hỗn hợp các vi sinh vật với chất mang theo tỉ lệ 1: 2 (100 ml sinh khối + 200 g chất mang), 1:1 (100 ml sinh khối + 100 g chất mang), 2:1 (200 ml sinh khối + 100 g chất mang), 3:1(300 ml sinh khối + 100 g chất mang) sấy ở 40oC đạt độ ẩm 8% - 10%. Xác định mật độ vi sinh vật theo TCVN 4884.2005.

Bảo quản chế phẩm: Sau đó, nghiền thành bột, kiểm tra độ tinh khiết, chất lượng (CFU/gam chế phẩm) và đóng vào túi hàn kín. Độ ẩm của chế phẩm đạt được sau sấy là 8% -10%. Chế phẩm được bảo quản ở nhiệt độ phòng và trong tủ lạnh nhiệt độ 4oC.

Kiểm tra mật độ vi sinh vật còn sống trong chế phẩm: Sau thời gian định kì, tiến

hành khảo sát mật độ tế bào có trong chế phẩm bằng cách pha 1 g chế phẩm với 9 mL nước

cất đã thanh trùng và đảo trộn đều. Pha loãng ở các dải nồng độ khác nhau. Trang cấy trên

51

môi trường NA, nuôi sau 24h đếm số tế bào trên mỗi đĩa từ đó tính được mật độ tế bào có

trong mỗi gam chế phẩm.

Xác định hệ số chuyển hóa chất hữu cơ thành sinh khối và tỉ lệ chất không tan

(polymer) có trong bùn hoạt tính

Để xác định tỉ lệ chuyển hóa chất hữu cơ ô nhiễm thành sinh khối vi sinh vật và tỉ lệ

chất không tan (polymer) được kéo theo bùn hoạt tính, thí nghiệm được bố trí như sau:

- Sử dụng cùng một điều kiện thí nghiệm: 2 bình tam giác 1000 mL mỗi bình bổ

sung 200 mL nước thải, lắc tốc độ 200 vòng/phút, hỗn hợp chủng C1, C8, M2 được bổ

sung 5% thể tích (hỗn hợp chủng trong giai đoạn sinh trưởng: sau nuôi cấy 22h). Nước thải

của 2 mẫu: Mẫu 1 giữ nguyên lượng SS và mẫu 2 được lọc qua giấy lọc đường kính lỗ lọc

0,45µm sử dụng thiết bị lọc hút chân không để loại hết SS. Tiến hành sục khí và xác định

các chỉ số sau 24giờ và 48 giờ.

COD

2 MLSS  vào COD

ra

MLSS

1

*

%100

- Hệ số chuyển hóa sinh khối (HSCHSK) = %

MLSS  2 SS

- Tỉ lệ chất không tan kéo theo bùn (%) =

MLSS2: MLSS sau xử lý của mẫu nước thải sau khi lọc (mg/l)

MLSS1: MLSS sau xử lý của mẫu nước thải trước khi lọc (mg/l)

2.2.7 Phương pháp xử lý nước thải giết mổ gia súc quy mô phòng thí

nghiệm

2.2.7.1 Phương pháp hiếu khí theo mẻ quy mô bình 5L

Thiết bị được thực hiện trên thiết bị phản ứng dạng mẻ: Thiết bị thí nghiệm là

các bình thủy tinh hình trụ, có dung tích 5L, thể tích phản ứng là 3L. Thiết bị sục khí được

đặt ở đáy bình. Khí được cấp vào thông qua máy thổi khí.

Cách tiến hành thí nghiệm:

Bổ sung chế phẩm với mật độ vi sinh vật 104 CFU/mL, nước thải cấp vào tổng 2L

(cấp nước chia làm 4 lần mỗi lần 500mL và khoảng cách các lần cấp nước là 1h). Nước thải (mẫu được bảo quản trong tủ lạnh 4oC) đã pha loãng sao cho COD và TN dao động

500mg/L ±50, 70 mg/L ± 7. Khí được cấp liên tục với tốc độ cấp kí của 2 bình là giống

nhau (10 L/phút). Bình đối chứng làm tương tự vậy nhưng không bổ sung chế phẩm. Sau

52

24h cấp thêm 500mL nước thải và cứ làm như vậy đến ngày thứ 3 thì lượng nước cấp vào

là 3L. Sau ngày thứ 4 các bình dừng sục khí 15 phút và phần nước trong phía trên được

tháo ra 2L. Tiếp tục cấp 2L nước thải vào các bình (chia làm 4 lần và mỗi lần 500mL

khoảng cách 30 phút/lần, nước thải này được cho vào trực tiếp không pha loãng). Bắt đầu

tính thời gian xử lý, các bình phản ứng được hoạt động theo mẻ và chu kì mỗi mẻ là 12h

(11h50 phút sục khí và 10 phút để lắng và nước trong ra) và lặp lại mẻ mới. Sau mỗi mẻ

kết thúc lấy 200ml hỗn hợp dịch để xác định các chỉ số SV, COD, TN, N-NH4, N-NO2, N-

NO3, MLSS, SVI. Các trỉ số phân tích được làm mẫu đôi và kết quả là giá trị trung bình

của 2 lần phân tích. Thí nghiệm được lặp lại 3 lần (3 lần làm thí nghiệm với các điều kiện y

như nhau). Kết quả được lấy ở lần đạt kết quả tốt nhất của các thí nghiệm. Mỗi lần làm thí

nghiệm với 20 mẻ liên tục (10 ngày).

2.2.7.2 Phương pháp xử lý hiếu khí bán liên tục quy mô 35L

a) Hệ thống thí nghiệm

Mô hình thiết bị nghiên cứu được mô tả như hình 2.1. Bể hiếu khí được chế tạo bằng

nhựa acrylic trong suốt, hình trụ đáy côn, có tổng thể tích 35L và thể tích làm việc 30L.

Giàn phân phối khí được bố trí trên đáy côn của bình và được cố định ở dưới đáy. Nước

cấp vào từ dưới lên thông qua bơm định lượng (bơm này điều chỉnh được lưu lượng theo

mong muốn) và nước được ra phía trên thiết bị. Bơm cấp và van xả nước được cài đặt chế

độ tự động thông qua bảng điều khiển. Máy thổi khí được kết nối với các lưu lượng kế và

van điều chỉnh lưu lượng kế. Bơm cấp nước thải, các máy thổi khí và van xả nước, van xả

bùn đáy làm việc theo chế độ chu kỳ thời gian có thể cài đặt thay đổi được, được điều

Bảng 2.3. Thông số kĩ thuật của thiết bị chính

khiển tự động thông qua hệ thống điều khiển tự động bằng timer.

TT Thiết bị Thông số kỹ thuật

1 Bơm cấp nước thải Công suất: 45W; lưu lượng: 10 L/giờ.

2 Máy thổi khí cấp khí Công suất: 38W; lưu lượng: 90 L/phút.

3 Lưu lượng kế khí cấp khí Giải đo 0 – 10 L/phút, giải điều chỉnh 0,2 L/phút

Van điện từ 1 chiều, van xả 4 nước, van xả bùn

53

Hình 2.1. Hình ảnh minh họa sơ đồ mô hình hệ pilot trong phòng thí nghiệm

2. Bơm cấp nước thải 4. Lưu lượng kế khí

1. Thùng chứa nước thải 3. Máy thổi khí 5. Bể hiếu khí 6. Van điện động cơ xả nước ra 7. Thùng chứa nước sau xử lý 8. Van điện động cơ xả bùn

9. Bộ điều khiển

b) Qui trình và chế độ vận hành

Với mục tiêu tạo nhiều sinh khối và tách sinh khối sớm trong quá trình xử lý sinh

học, các chủng vi sinh vật bổ sung trong quá trình xử lý là các chủng vi sinh hiếu khí hoàn

toàn do vậy không thể để quá trình dừng sục khí kéo dài. Chế phẩm vi sinh tuyển chọn là

các chủng có khả năng sinh khối và kết lắng bông nhanh. Do đó 10 phút là các bông bùn to

đã được lắng hoàn toàn. Thực hiện được quá trình này đòi hỏi thiết bị phải tích hợp đủ năm

chức năng (hiếu khí, thiếu khí, lắng, tuần hoàn bùn ngược lại, lọc) trong 1 bể xử lý. Để tạo

được vùng lắng và vùng hồi lưu yêu cầu thiết bị phải có cột áp đủ lớn do đó thể tích thiết bị

phải lớn hơn 100L. Do đó thiết bị này không khả thi lắp đặt trong phòng thí nghiệm mà chỉ

có thể phù hợp tại hiện trường. Khắc phục thiết bị trên đề tài đã nghiên cứu chế độ vận

hành của thiết bị hiếu khí hoạt động bán liên tục. Với mục đích xác lập điều kiện cân bằng

động của chế phẩm trong môi trường nước thải thực tế, là bước đệm cho bước nghiên cứu

quy mô pilot ngoài hiện trường.

54

Thí nghiệm được thực hiện theo chế độ sục khí – ngừng sục bán liên tục, các chế độ

thí nghiệm đều có chu trình làm việc 8h/mẻ. Nước thải được cấp vào từ đầu chu trình và

liên tục đến 7h 45phút thì ngừng cấp nước. Khí cũng được cấp liên tục từ đầu chu trình đến

7h 45phút. Sau các chu trình sục khí – không sục khí, nước thải được để lắng trong 9 phút,

sau đó phần nước trong ở phần trên được tháo ra trong 5 phút, xả bùn đáy trong 1 phút.

Sau mỗi mẻ thí nghiệm lấy mẫu phân tích các chỉ tiêu COD, N-NH4, N-NO2, N-NO3,

SV10, SV15, SV30, MLSS, TN.

Quy trình vận hành:

Cơ sở lựa chọn chế độ thí nghiệm: thông suốt quá trình nghiên cứu là xác lập điều

kiện hiếu khí mãnh liệt cho vi sinh vật phát triển. Nguồn cacbon và nitơ được vi sinh vật sử

dụng để sinh tổng hợp và phát triển sinh khối. Xử lý sớm từ đầu nguồn thải ngay trong giai

đoạn các hợp chất protein chưa bị phân cắt nhỏ, tránh hiện tượng giải phóng amoni và

đồng thời giảm được quá trình nitrat hóa và đề nitrat trong bùn hoạt tính. Giảm phát thải

khí N2 hoặc N2O ra không khí và để thu nguồn nitơ hữu cơ trong bùn hoạt tính làm phân

bón cho cây trồng.

Các điều kiện theo dõi vận hành hệ thống

Chế độ khởi động: Ban đầu chế phẩm được bổ sung với mật độ 104 CFU/mL đưa

vào hệ thí nghiệm . Nước thải ban đầu được cấp với nồng độ thấp duy trì trong khoảng 500

± 50 mg/L (nước thải được pha loãng 2,5 lần). Khí được cấp liên tục với lưu lượng

10L/phút. Bơm cấp nước luôn duy trì ở lưu lượng 1 L/h đến thể tích hữu ích. Vẫn tiếp tục

sục khí đến ngày thứ 2 dừng sục khí 15 phút cho van xả nước ra 5L và tiếp tục cấp 5L

nước thải vào trong thời gian cấp 5 giờ. Các mẫu nước đầu ra được lấy và phân tích các chỉ

số COD, TN, N-NH4, N-NO2, N-NO3. Chu kì lặp lại trong các ngày liên tục. Khi nào kết

quả các chỉ số đầu ra ổn định và đạt tiêu chuẩn loại B của QCVN40:2011/BTNMT thì bắt

đầu tính thời gian xử lý (hay có thể gọi đây là thơi gian thích nghi của vi sinh vật).

Kết thúc giai đoạn khởi động thì nước thải được cấp vào trực tiếp (nước không pha

loãng) và bắt đầu lấy mẫu theo dõi năng lực của chế phẩm và hiệu suất xử lý nước thải giết

mổ gia súc của hệ thí nghiệm, pH của nước thải luôn điều chỉnh từ 6 -6,8, DO trong

khoảng 4 – 6 mg/L (trong lúc đang sục khí). Trong giai đoạn đầu khởi động, chế độ thí

nghiệm 12 giờ/1 chu trình (thời gian sục khí 7h 45 phút, thời gian lắng và xả 15 phút, 6 giờ

bơm nước vào), lưu lượng 5 L/1 chu trình. Tuy nhiên, với thời gian thích nghi vi sinh vật

55

ngắn hiệu suất xử lý đạt thấp, COD trong khoảng 60 -80%, T-N chỉ đạt khoảng 30 – 45%.

Với hiệu suất xử lý thấp chứng tỏ vi sinh vật chưa phát triển đủ lớn để ăn hết thức ăn và tạo

sinh khối do đó trong giai đoạn khởi động N-NH4 đầu ra cao. Kết quả báo cáo được lấy khi

hệ đã được ổn định (sau 8 ngày khởi động).

Chế độ vận hành: Trong suốt quá trình thí nghiệm duy trì DO trong khoảng 4 – 6

mg/L (trong lúc đang sục khí), điều chỉnh pH của nước thải (pH dao động trong khoảng

6,00- 6,80).

Nước thải được lấy tại khu giết mổ, khu này nước thải ra chủ yếu là máu của lợn

thải ra trong quá trình giết mổ.

Do vậy, cần phải nghiên cứu thêm để hoàn thiện quy trình làm sạch nước thải ở quy

mô phòng thí nghiệm, để nâng cao hiệu suất và rút ngắn thời gian xử lý, có thể ứng dụng ở

quy mô lớn hơn về sau.

Trong các khảo sát dưới đây, điều kiện xử lý thử nghiệm như sau:

- Quy mô: 35L, hoạt động theo chế độ dòng vào bán liên tục.

- Thời gian lưu của nước: thay đổi lưu lượng nước đầu vào - Bổ sung chế phẩm 1 lần với mật độ bổ sung 104 CFU/mL

- Cấp oxy bằng máy sục (lượng oxy hòa tan trong nước khoảng 4-6 mg/L)

- Trong giai đoạn khởi động nước thải được pha loảng (COD, TN lần lượt

500±70 mg/L và 80±5 mg/L. Lưu lượng cấp vào nhỏ khoảng 0,5 L/h.

Hiệu suất xử lý (làm sạch nước) được xác định thông qua tỷ lệ phần trăm giữa hàm

lượng COD, TN giảm đi so với hàm lượng COD, TN ban đầu và xác định từ ngay thứ 3

tình từ khi bắt đầu khởi động hệ thống.

Chế độ thí nghiệm

- Ảnh hưởng của tải lượng COD đến hiệu suất xử lý COD.

- Ảnh hưởng của tải lượng TN đến hiệu suất xử lý TN.

- Ảnh hưởng của MLSS đến hiệu suất xử lý COD, TN.

Các yếu tố được nghiên cứu là những yếu tố có ảnh hưởng đến quá trình xử lý và

có thể điều chỉnh được, đó là: pH, thời gian lưu của nước thải, oxy hòa tan và lượng chế

phẩm bổ sung, thời gian lưu bùn, chỉ số SVI.

56

2.2.8 Phương pháp xử lý nước thải giết mổ gia súc quy mô pilot hiện

trường 20 m3/ngày

Trên cơ sở kết quả nghiên cứu trong phòng thí nghiệm, chế phẩm vi sinh vật tạo ra

từ luận án được sử dụng kiểm định thử nghiệm trong vận hành mô hình xử lý thử nghiệm quy mô 20 m3/ngày tại hiện trường cơ sở giết mổ thực tại hộ gia đình ông Khắc, thôn Bái

Đô, xã Tri Thủy, huyện Phú Xuyên, TP. Hà Nội. Bổ sung chế phẩm với mật độ ban đầu 104 CFU/mL, pH đầu vào luôn duy trì từ 6 – 7 và DO luôn duy trì trong bể từ 4- 7 mg/L.

Bể xử lý tích hợp hiện trường nêu trên được điều chỉnh thay đổi vách ngăn để ưu tiên tạo

nhiều vùng hiếu khí hơn, giảm thể tích vùng thiếu khí và tăng tốc độ sục khí để tránh vùng

yếm khí.

Giai đoạn khởi động: Bổ sung chế phẩm vào hệ thống ngoài hiện trường 20 m3/ngày. Mật độ bổ sung ban đầu 104 CFU/mL. Thời gian khởi động hệ thống mô hình pilot, lưu lượng nước được bơm vào là 4 m3/ngày (thời gian cấp là 1 ngày) và dừng cấp

nước, máy thổi khí vẫn hoạt động ở mức đảo trộn. Các thông số pH, DO được theo dõi

hoàn toàn tự động. Trong gia đoạn này pH trong bể cao nhưng được điều chỉnh bằng axit

HCl 0,1 N (điều chỉnh pH hoàn toàn tự động). Trong quá trình này mẫu được lấy liên tục

24h/lần và theo dõi các chỉ số pH, DO, COD, TN cho đến khi các chỉ số COD, TN đạt giá trị mong muốn thì bắt đầu cấp nước tiếp và đạt 10 m3 và sau đó theo dõi các thông số ổn

định và các chỉ số ô nhiễm đạt tiêu chuẩn xả thải thì bắt đầu kết thúc quá trình khời động

và cho cấp nước liên tục.

Sau khi hệ thống ổn định và tiếp tục tăng lưu lượng lên từ 10 m3/ngày, 15 m3/ngày, 20 m3/ngày (mỗi chế độ duy trì trong 1 tháng) để đánh giá hiệu quả xử lý, tính ổn định của

hệ thống và tác dụng của chế phẩm về mặt kinh tế.

2.2.8.1 Xác định thời gian khởi động của bể tích hợp năm chức năng

Xác lập trạng thái cân bằng động của hệ thống thông qua các chỉ số pH, COD, TN ra

của hệ thống. Quan trắc lấy mẫu theo ngày và phân tích xác định các chỉ số ô nhiễm của hệ

thống.

2.2.8.2 Xác định hiệu suất xử lý COD trong các chế độ

Nghiên cứu hiệu suất xử lý trong các chế độ tải lượng hữu cơ khác nhau bằng cách

thay đổi lưu lượng nước đầu vào.

57

2.2.8.3 Xác định hiệu suất xử lý TN trong các chế độ

Nghiên cứu hiệu suất xử lý trong các chế độ tải lượng hữu cơ khác nhau bằng cách

thay đổi lưu lượng nước đầu vào.

2.2.8.4 Đánh giá tính ổn định của chế phẩm

Chế phẩm ổn định thích nghi trong hệ thống được thể hiện trên kết quả theo dõi hiệu

suất xử lý của hệ thống và mật độ vi sinh trong hệ.

58

3 CHƯƠNG 3: KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN

3.1 Khảo sát đặc trưng nước thải giết mổ gia súc của một số cơ

sở khu vực Hà Nội

Để đưa ra được hướng công nghệ tối ưu trong xử lý chất thải giết mổ gia súc thì việc

khảo sát đặc trưng nước thải là một khâu rất quan trọng. Trong quá trình nghiên cứu luận

án đã khảo sát tại 2 cơ sơ giết mổ gia súc tập trung trên khu vực Hà Nội. Kết quả được thể

hiện trên bảng 3.1.

3.1.1 Cơ sở giết mổ Thịnh An

Hiện trạng

Cơ sở giết mổ gia súc Thịnh An là cơ sở giết mổ tập trung, tại xã Vạn Phúc, huyện

Thanh Trì, TP. Hà, với năng lực giết mổ khoảng 1500 – 1800 con/ngày. Cơ sở này chỉ giết

mổ lợn, lợn được mua về và nhốt tạm trong ngày chờ giết mổ (hàng ngày khoảng 13h –

18h lợn được bắt về và nhốt tạm đến đêm để giết mổ. Thông thường lợn được giết mổ hết,

rất ít lợn lưu lại đến ngày thứ 2). Giết mổ bằng phương pháp thủ công, nước được dùng

trong quá trình giết mổ là nước giếng khoan và nước máy thành phố, do đó không tính

được lượng nước sử dụng. Đường nước đi trong cơ sở là đường ngầm nên không thể lấy

được mẫu nước thải tại điểm thu gom tập trung các dòng thải. Do đó, phải khảo sát đặc

tính nước thải của cơ sở tại vị trí sau khi mổ lợn (nước rửa 1) và tại vị trí sau làm nội tạng

của lò giết mổ (nước rửa 2).

Công nghệ xử lý nước thải của cơ sở hiện đang áp dụng là qua biogas rồi chảy tiếp

vào bể xử lý hiếu khí – thiếu khí. Hiện tại chỉ có bể biogas là hoạt động do đó chất lượng

nước thải đầu ra của cơ sở chưa đạt quy chuẩn xả thải nhưng vẫn xả thẳng ra ao hồ.

Nước thải

Lưu lượng sử dụng nước và nước thải của lò giết mổ Thịnh An dao động trong khoảng 150-200 m3/ngày.đêm. Nước thải phần lớn sinh ra qua các khâu giết mổ, làm nội

tạng. Bởi vậy, đề tài đã thực hiện lấy mẫu tại 2 điểm: điểm thứ nhất (rửa 1) lấy tại vị trí sau

khi mổ; điểm thứ 2 (rửa 2) lấy tại vị trí làm nội tạng của lò giết mổ. Các thông số chỉ tiêu

phân tích các mẫu nước thải tại lò giết mổ Thịnh An được tóm lược trong bảng 3.1.

59

Theo kết quả bảng 3.1 các chỉ tiêu: COD, BOD5, tổng nitơ có nồng độ vượt nhiều lần

mức quy định so với cột B của QCVN 40:2011/BTNMT. Đối với nước thải khâu chế biến

nội tạng (rửa 2) các chỉ tiêu: COD, TN thấp hơn khâu rửa 1 nhưng SS lại cao hơn nhiều so

với rửa 1. Trong khâu rửa 2 thành phần thức ăn dư thừa trong dạ dày và phân trong lòng

làm tăng giá trị SS.

Chất thải rắn

Lông lợn là chất thải rắn chủ yếu từ lò giết mổ Thịnh An. Sau mỗi đêm giết mổ, lông

lợn được thu gom và tập kết lại được Công ty TNHH Môi trường và Đô thị Hà Nội đến thu

gom rồi chuyển đi chôn lấp.

Dòng thải của khâu rửa 1 và rửa 2 đều có hố thu gom và chảy tràn vào bể biogas xử

lý. Trước hố thu gom có song chắn rác ngăn các mỡ vụn, thịt vụn và lông. Song chắn rác

có tác dụng giảm hàm lượng chất rắn và chất rắn lơ lửng (kích thước lớn) vào dòng thải.

Các phần cặn thịt, xương vụn, phân trong lòng…đều theo nước thải đi xuống cống thải

chung và được lắng đọng tại hố gom, hàng ngày có bộ phận đến hút cặn mang đến các ao

cá. Phân lợn trong quá trình nuôi nhốt trước khi mổ được đưa vào bể biogas của cơ sở để

xử lý.

3.1.2 Cơ sở giết mổ trâu bò Khắc Ngoan

Hiện trạng

Cơ sở giết mổ trâu bò Khắc Ngoan có năng lực giết mổ mỗi ngày khoảng 20 – 50

con trâu bò/ngày. Giết mổ bằng phương pháp thủ công. Nước dùng trong quá trình giết mổ

là nước giếng khoan đã qua bể lọc cát.

Nước thải

Nước thải được phát sinh trong khâu giết mổ và khâu làm nội tạng. Bò được bắn

súng điện đến ngất, sau đó cắt chân và lột da. Khi lột da xong được mổ bụng và múc tiết

nhưng lượng tiết không thu được hết và còn lại 30% tiết được thải ra ngoài. Nước phát sinh

trong quá trình rửa sàn. Trong khâu này thành phần ô nhiễm chủ yếu trong nước thải là

protein. Nội tạng được chuyển đến khâu 2 để làm sạch. Trong khâu này nguồn nước sử

dụng khá lớn vào quá trình rửa nội tạng và chất thải rắn trong khâu này cũng lớn.

Chất thải rắn

60

Chất thải rắn chủ yếu là thức ăn thừa và phân của bò (phân chủ yếu tồn tại trong

khâu nhốt tạm bò) và một lượng nhỏ mỡ bạc nhạc phát sinh trong khâu làm nội tạng, ruột

của bò được các ao cá và cơ sở chăn nuôi đến thu mua.

Nhận xét: hàm lượng ô nhiễm COD, TN, SS tại các cơ sở là rất cao. Hàm lượng ô

nhiễm chủ yếu là chất hữu cơ dễ phân hủy (chủ yếu là protein) qua phân tích hiện trạng của

2 cơ sở giết mổ gia súc ta nhận thấy việc thu hồi tiết là rất quan trọng. Nếu tiết không được

thu hồi triệt để, hàm lượng protein trong nước thải sẽ rất cao. Tuy nhiên, trong thực tế, việc

thu hồi triệt để lượng tiết tạo ra trong quá trình giết mổ là không khả thi. Đối với quá trình

giết mổ trâu bò, lượng tiết được thu hồi lại ít hơn so với quá trình giết mổ lợn, đó chính là

nguyên nhân dẫn đến COD, TN trong nước thải của cơ sở giết mổ trâu bò lớn hơn của cơ

sở giết mổ lợn. Chất thải rắn của các cơ sở giết mổ phát sinh chủ yếu là khâu làm nội tạng

và ô nhiễm chủ yếu là các chất hữu cơ dễ và khó phân hủy. Vấn đề cần tách chất thải rắn

trước khi đưa vào nguồn xử lý chung là rất cần thiết vì nó làm giảm tải lượng hữu cơ trong

dòng thải đầu vào.

- Tận thu tiết tối đa có thể: giảm được hàm lượng protein phát thải ra môi trường,

Giải pháp cho quá trình thu gom chất thải giết mổ trước khi xử lý:

- Có hố gom của từng khâu: hố gom để loại bỏ chất rắn trước khi đưa vào xử lý

giảm được hàm lượng ô nhiễm TN.

chung nhằm làm giảm gánh nặng xử lý cuối đường ống. Tận thu chất thải rắn cho

ao cá và phần đưa vào bể biogas lên men cùng bùn hoạt tính tạo năng lượng hoặc

- Song chắn rác với mắt lỗ nhỏ: nhằm loại bỏ chất thải lơ lửng và tận thu chất thải lơ

tạo phân bón hữu cơ.

lửng, chất rắn lơ lưng này chủ yếu là mỡ vụn, thịt vụn bị cuốn theo khi rửa làm nội

tạng. Nếu chất rắn này được tận thu sớm cũng là nguồn protien để tái chế làm thức

- Nước thải được xử lý ngay nhằm giảm quá trình phân cắt protien và giải phóng ra

ăn cho gia súc [29].

- Hút chất thải rắn và lơ lửng sớm trong hố thu gom và song chắn rác, tránh hiện

N-NH4.

tượng protien phân hủy tạo mùi xú uế.

61

Bảng 3.1. Tổng hợp kết quả phân tích mẫu nước thải tại các cơ sở giết mổ gia súc

Chỉ tiêu

Tên cơ sở giết mổ

Số lượng

T0

DO

COD

T-N

N-NH+

-

T-P

TSS

BOD5

4 N-NO3

- N-NO2

Loại nước thải

(địa chỉ)

con

pH

(0C)

(mg/L)

(mg/L)

(mg/L)

(mg/L)

(mg/L)

(mg/L)

(mg/L)

(mg/L)

(mg/L)

Nước thải khu

6.40

27,5

0,3

2206

1765

196

11,5

0

0

12,6

220

Giết mổ lợn Thịnh An

giết mổ

(xã Vạn Phúc, huyện

1500-2000

Nước thải khu

Thường Tín, Hà Nội)

6.10

28,6

0,15

1980

1327

169

22,8

0.4

0,5

28,5

520

làm nội tạng

Giết mổ trâu bò Khắc

Nước thải khu

6.60

29,1

1,05

2414

1979

384,1

10

31,4

180

0

0

Ngoan (thôn Bái Đô,

giết mổ

xã Tri Thủy, huyện

20-50

Nước thải tập

Phú Xuyên, thành phố

7.97

29

0.11

2087

1357

302,5

41,1

26,9

1120

0

0

trung

Hà Nội

-

-

QCVN 40:2011- BTNMT cột B

5.5 -9

150

50

40

-

6

100

62

3.2 Phân lập, tuyển chọn vi khuẩn thích ứng để xử lý nước thải

giết mổ gia súc

3.2.1 Phân lập vi khuẩn

Từ 16 mẫu nước thải của 2 cơ sở giết mổ gia súc, tiến hành phân lập các chủng vi sinh vật. Mẫu được pha loãng trong nước muối sinh lý ở các nồng độ pha loãng 10-1–10-3

và chang trên đĩa peptri chứa môi trường NA, kết quả thu được 52 chủng vi sinh vật. Đặc

điểm hình thái khuẩn lạc của các chủng sau khi phân lập được thể hiện ở PL3.1. Các chủng sau khi thuần khiết được giữ trên môi trường NA, bảo quản trong tủ lạnh 2 – 4oC

để phục vụ cho các nghiên cứu tiếp theo. Đồng thời, tiến hành kiểm tra khả năng sinh

tổng hợp các loại enzyme protease, amylase và cellulase trên môi trường đĩa thạch có bổ

sung các cơ chất sữa gầy, tinh bột và CMC bằng phương pháp cấy chấm điểm. Kết quả

phân lập và định tính khả năng sinh tổng hợp enzyme của các chủng nghiên cứu được thể

Bảng 3.2. Kết quả phân lập và năng lực sinh tổng hợp enzyme các chủng phân lập được.

hiện trên bảng 3.2.

Mẫu nước thải Ký hiệu tên chủng phân Chủng có khả năng sinh tổng hợp

lập enzyme (protease, amylase,

cellulase)

Cơ sở giết mổ trâu M1, M2, M3, M4, M5, M6, M1, M2, M3, M4, M5, M6

bò M7, M8, H1, H2, H3, H4,

H5, H6, H7, H8, H9, H10,

H11

Cơ sở giết mổ lợn C1, C2, C3, C4, C5, C6, C1, C2, C3, C4, C8

C7, C8, C9, C10, C11,

C12, L1, L2, L3, L4, L5,

L6, L7, L8, L9, L10, L11,

L12, L13, L14, L15, L16,

L17, L18, L19, L20, L21.

Qua bảng 3.2 và bảng PL3.1, cho thấy các chủng vi sinh vật phân lập được trong

các mẫu nước thải của hai cơ sở giết mổ chủ yếu là vi khuẩn, không có sự hiện diện của

63

nấm mốc hay xạ khuẩn. Điều này tạo điều kiện thuận lợi trong quá trình xử lý nước thải

bằng phương pháp hiếu khí như mục tiêu ban đầu của nghiên cứu đưa ra. Với mục tiêu

phân lập và tuyển chọn các chủng có khă năng sinh tổng hợp cơ chất đa dạng và là vi

khuẩn lành tính thông qua kết quả kiểm tra sơ bộ khả năng sinh tổng hợp ba loại enzyme

protease, amylase, cellulase và nhuộm gram của 52 chủng vi khuẩn đã lựa chọn được 11

chủng: M1, M2, M3, M4, M5, M6, C1, C2, C3, C4, C8 có hoạt tính enzyme đa dạng và

mang gram dương, là trực khuẩn. Do vậy, 11 chủng này sẽ được chọn trong các nghiên

cứu tiếp theo.

3.2.2 Tuyển chọn các chủng vi khuẩn phân lập

Các chủng vi khuẩn sau khi phân lập được tiến hành tuyển chọn chủng có tính chất

sinh hóa cao, phục vụ cho mục đích của nghiên cứu. Các bước tuyển chọn được tiến hành

để xác định chủng vi khuẩn phù hợp nhất như sau:

+ Khả năng phân giải cơ chất đa dạng.

+ Khả năng sinh trưởng và phát triển sinh khối nhanh.

+ Khả năng loại bỏ COD trong nước thải nhanh và có khả năng tạo bông bùn và kết

lắng thuận lợi.

3.2.2.1 Kiểm tra năng lực phân giải cơ chất của các chủng phân lập

Tiến hành xác định hoạt tính phân giải protein của 11 chủng vi khuẩn đã phân lập

và thuần khiết bằng phương pháp đục lỗ thạch trên môi trường thạch đĩa chứa 1% cơ chất

sữa gầy. Xác định hoạt tính phân giải tinh bột, cellulo của 11 chủng trên bằng phương pháp cấy chấm điểm trên môi trường thạch đĩa chứa 1% tinh bột, CMC, ủ ở 37oC để xác

định khả năng sinh tổng hợp các loại enzyme thông qua đường kính vòng thủy phân tạo

thành. Kết quả đo giá trị D/d trên đĩa thạch được thể hiện ở bảng 3.3.

Kết quả nghiên cứu cho thấy 11 chủng vi khuẩn có hoạt tính phân giải cơ chất rất

đa dạng và đều thể hiện hoạt tính của các loại enzym proteaza, amylase, cenllulase .

Kết quả từ bảng 3.3 cho thấy tất cả 11 chủng vi khuẩn đều thể hiện hoạt tính

enzyme đa dạng. Giá trị D/d dao động từ 3,2 - 11 đối với thử nghiệm enzyme protease và

tương ứng đối với amylase là từ 3,9 - 7, cenllulase là từ 2 – 5,5. Trong 11 chủng vi khuẩn

nghiên cứu, các chủng C1, C2, C3, C4, C8 thể hiện hoạt tính enzyme protease cao hơn

các chủng khác, cao nhất là chủng vi khuẩn C1 với D/d = 11. Với các chủng M1, M2,

64

M3, M4, M5, M6 thể hiện hoạt tính amylase cao hơn các chủng nghiên cứu khác, chủng

Bảng 3.3. Năng lực phân giải hợp chất hữu cơ của các chủng phân lập

Hoạt tính phân giải (D/d, cm/cm)

Kí hiệu chủng

Sữa gầy

Tinh bột

CMC

M1

5

5

3.5

M2

4.7

6.5

5.5

M3

4

7

4.5

M4

3.5

6

5

M5

3.2

4.5

2

M6

4.7

6

5.5

C1

11

4.7

2.8

C2

8.4

3.9

2.5

C3

8

4.3

2.1

C4

8.7

3.6

3.2

C8

10

4.2

2.6

M3 đạt D/d = 7.

3.2.2.2 Khả năng sinh trưởng, phát triển của các chủng tuyển chọn

Sau khi đã xác định khả năng thủy phân các loại cơ chất khác nhau của các chủng

vi khuẩn phân lập được bằng phương pháp đo đường kính vòng phân giải trên đĩa thạch.

Các chủng này còn phải có khả năng sinh khối lớn để tạo chế phẩm đạt mật độ vi sinh vật cao. Cả 11 chủng vi khuẩn được tiến hành nuôi cấy trên môi trường NA, ở 37oC, 150

vòng/phút. Sau 24h, ly tâm thu sinh khối, rửa sinh khối bằng nước cất thanh trùng 3 lần.

Sinh khối của các chủng nghiên cứu được pha loãng đồng đều để đạt được giá trị mật độ quang OD600nm = 1,5 (mật độ VSV là 104 CFU/mL). Sinh khối khi này được sử dụng cấp

trực tiếp vào 100 mL môi trường lỏng NA, tỷ lệ cấp giống là 10%. Cứ sau 2h lên men,

dịch nuôi cấy được xác định độ hấp thu quang ở bước sóng 600 nm. Kết quả khả năng

sinh trưởng và phát triển của các chủng nghiên cứu được thể hiện ở hình 3.1.

65

Hình 3.1. Đồ thị chỉ quá trình tạo sinh khối của các chủng C theo thời gian

Kết quả hình 3.1 cho thấy, các chủng vi khuẩn nghiên cứu C1, C2, C3, C4, C8

đều thu được hàm lượng sinh khối cao nhất trong khoảng thời gian lên men từ 22h – 28h.

Ở thời điểm 22h, hàm lượng sinh khối cao hơn đạt được ở chủng C1 (OD 600nm = 5,25),

thấp nhất ở chủng C4, tuy nhiên hàm lượng sinh khối chênh lệch nhau không quá nhiều.

Độ hấp thụ quang cao nhất của 5 chủng ở đây đạt được ở các thời điểm khác nhau (C1 ở

22h, C8 ở 28h, C3 ở 24h,...) nhưng giá trị OD không khác biệt đáng kể (ODC1 = 5,25;

ODC2 = 4,41; ODC3 = 5,14; ODC4 = 4,60; ODC8 = 5,58). Chủng vi khuẩn C8 có hàm

lượng sinh khối cao hơn chủng vi khuẩn C1, tuy nhiên hàm lượng sinh khối cao nhất của

chủng C1 đạt được ở 22h, chủng C8 là 28h (chậm hơn 6h so với chủng C1).

Kết hợp kết quả sau hai vòng sàng lọc cho thấy hai chủng vi khuẩn C1, C8 là các

chủng có khả năng sinh tổng hợp enzyme đa dạng và đặc biệt có năng lực sinh enzyme

protease lớn hơn các chủng khác và đạt hàm lượng sinh khối lớn với thời gian lên men

ngắn. Vì vậy, nhằm mục đích thu hàm lượng sinh khối lớn để tạo chế phẩm xử lý nước

thải giết mổ gia súc, hai chủng C1 và C8 đã đáp ứng được mục tiêu lựa chọn cho các

nghiên cứu tiếp theo.

66

Hình 3.2. Đồ thị chỉ quá trình tạo sinh khối của các chủng M theo thời gian

Hình 3.2 cho thấy, cả 6 chủng vi khuẩn ký hiệu M đều đạt hàm lượng sinh khối cao

ở khoảng thời gian lên men 26h – 30h. Gía trị đo độ hấp thụ quang cao nhất ở chủng M2

sau thời gian lên men 28h (OD 600nm = 4,69), sau đó là chủng M5 ở 30h lên men. Trong

khoảng thời gian 26h – 30h lên men, 6 chủng vi khuẩn nghiên cứu đều thu được hàm

lượng sinh khối cao nhất, giá trị đo độ hấp thụ quang của các chủng không khác biệt đáng

kể (Giá trị OD600nm đo được cao nhất của các chủng M1, M3, M4, M5, M6 lần lượt là

4,36; 4,38; 4,34; 3,91; 3,99). Kết quả trên cho thấy chủng M2 có khả năng sinh khối lớn

hơn các chủng khác.

Các chủng này sẽ được xác định khả năng loại bỏ COD trong nước thải để lựa chọn

chủng tối ưu nhất sử dụng cho các nghiên cứu tiếp theo.

3.2.2.3 Năng lực loại bỏ COD trong nước thải giết mổ gia súc của các chủng

tuyển chọn

Các chủng M1, M2, M3, M4, M5, M6 được hoạt hóa và nhân giống cấp 2 sau 24h

nuôi cấy thu sinh khối của các chủng bổ sung vào nước thải và nuôi lắc 150 vòng/phút

(lấy 200mL nước thải cho vào bình tam giác 500mL, bổ sung 10% giống). Sau 24h xử lý

lấy 20mL mẫu phân tích. Tiến hành xác định giá trị COD trong các mẫu nước thải có bổ

sung các chủng M1, M2, M3, M4, M5, M6. Giá trị COD đo được trong các điểm lấy mẫu

của các chủng. Diễn biến giá trị COD và hiệu suất xử lý COD của mỗi chủng được thể

hiện ở hình 3.3 và 3.4.

67

1200

Chủng M1

1000

Chủng M2

Chủng M3

800

Chủng M4

L / g m

,

600

Chủng M5

Chủng M6

D O C

400

200

0

0

6

12

24

30

36

42

48

18 Thời gian, giờ

Hình 3.3. Đồ thị chỉ năng lực xử lý COD nước thải giết mổ gia súc của các vi sinh vật

tuyển chọn được

Hình 3.3 và 3.4 cho thấy, sau 24h cấp giống, COD của các bình giảm không đáng

kể (21 - 30%), riêng chủng M2 giảm 43%. Sau 24h hiệu suất xử lý của các chủng tăng

nhanh đến 36h. Sau 48h hiệu suất xử lý của các chủng không tăng mà còn nhỏ hơn so với

36h và một số chủng còn có xu hướng giảm hiệu suất như chủng M4, M5, M6. Hiệu suất

xử lý COD của chủng M2 là lớn nhất, giảm nhanh sau 24 h xử lý và sau 36h đạt hiệu suất

93% (74 mg/L) đến 48h hiệu suất đạt 94% (62 mg/L). Chủng M2 thỏa mãn các tiêu chí

tuyển chọn chủng: có hoạt tính enzym đa dạng, phát triển sinh khối lớn đồng thời hiệu

suất xử lý nước thải lớn do đó chủng M2 được chọn để làm các nghiên cứu tiếp theo.

Hình 3.4. Đồ thị chỉ hiệu suất xử lý COD nước thải giết mổ gia súc của các vi sinh vật tuyển chọn

68

Nhận xét: Các chủng vi sinh vật bắt đầu thích nghi với nước thải sau 24h nuôi

cấy. Do đó các thí nghiệm sau sẽ cấp giống và nuôi 24h trong môi trường nước thải để vi

sinh vật thích nghi sau đó tiến hành ly tâm thu sinh khối và tiếp tục nuôi cấy trên môi

trường nước thải và bắt đầu tính thời gian là 0h.

Tiến hành xác định giá trị COD trong các mẫu nước thải có bổ sung các chủng

C1, C2, C3, C4, C8 ở mỗi thời điểm xác định. Diễn biến giá trị COD và hiệu suất xử lý

Hình 3.5. Đồ thị chỉ năng lực xử lý COD nước thải giết mổ gia súc của các vi sinh vật tuyển chọn

Hình 3.6. Đồ thị chỉ hiệu suất xử lý COD nước thải giết mổ gia súc của các vi sinh vật tuyển chọn

COD của mỗi chủng được thể hiện ở hình 3.5 và 3.6.

69

Như vậy, kết quả nghiên cứu thu được đã cho thấy chủng C1 và C8 đáp ứng tốt

hơn đồng thời cả ba tiêu chí tuyển chọn của đề tài là: năng lực sử dụng cơ chất đa dạng,

phát triển sinh khối nhanh và tốc độ xử lý ô nhiễm, theo chỉ số COD trong nước thải cao

hơn, hình ảnh tạo bông bùn và kết lắng được thể hiện trên PL3. Từ đó, chủng C1và C8

được lựa chọn làm đối tượng cho các nội dung nghiên cứu tiếp theo để cấp giống bổ sung

cho giải pháp công nghệ xử lý nước thải giết mổ.

Kết luận: Qua quá trình phân lập và tuyển chọn chúng tôi đã chọn được 3 chủng

M2, C1, C8 có các hoạt tính chính sau:

Chủng M2: có hoạt tính emzym đa dạng, có khả năng sinh khối lớn sau 28h lên

men, có khă năng xử lý nước thải đạt hiệu suất xử lý COD là 93% sau 36h xử lý và COD

đầu ra còn 74 mg/L.

Chủng C1: có hoạt tính enzyme đa dạng, có năng lực sinh khối lớn sau 22h lên

men, có năng lực xử lý nước thải giết mổ gia súc nhanh nhưng thời gian pha cân bằng

không ổn định. Đồng thời có khả năng tạo bông bùn và kết lắng nhanh trong quá trình xử

lý nước thải.

Chủng C8: có hoạt tính enzyme đa dạng và có khả năng lực sinh khối lớn trong

môi trường lên men nhân tạo giàu dinh dưỡng đồng thời có năng lực xử lý nước thải và

đạt hiệu suất trên 93% và thời gian xử lý kéo dài hơn chủng C1 nhưng có khả năng kết

bông bùn lớn và lắng thuận lợi.

Ba chủng M2, C1, C8 đã đáp ứng được các tiêu chí: Có hoạt tính enzyme đa dạng

nhưng hoạt tính enzyme protease là chủ đạo, có năng lực sinh khối lớn và xử lý nước thải

nhanh đồng thời có khả năng kết lắng bông bùn thuận lợi. Do đó 3 chủng này được chọn

và làm các nghiên cứu tiếp theo.

3.2.3 Định tên các chủng vi sinh vật tuyển chọn

Ba chủng vi khuẩn M2, C1, C8 sau khi phân lập và tuyển chọn được xác định tên

loài bằng phương pháp hóa sinh và sinh học phân tử để kiểm tra độ an toàn và ứng dụng

trong xử lý nước thải giết mổ gia súc. Việc xác định tên loài là yêu cầu cần thiết để phục

vụ cho quá trình hình thành chế phẩm vi sinh, phục vụ cho các nghiên cứu tiếp theo của

luận án.

70

3.2.3.1 Đặc điểm hình thái, sinh lý, sinh hóa của các chủng

Khóa phân loại Begey's được sử dụng để định tên loài cho các chủng vi sinh vật

tuyển chọn, thông qua việc xác định đặc điểm hình thái của vi sinh vật và phân tích đặc

tính sinh hóa - trao đổi chất của chúng.

Đặc điểm hình thái của các chủng: Ba chủng vi khuẩn ký hiệu là M2, C1, C8

được nuôi cấy trên môi trường thạch đĩa phù hợp để quan sát hình thái khuẩn lạc, hình

Bảng 3.4. Đặc điểm hình thái của các chủng vi sinh vật tuyển chọn

thái tế bào. Kết quả thu được thể hiện trong bảng 3.4, hình 3.7.

TT

Đặc điểm khuẩn lạc

Gram Đặc điểm tế bào

Ký hiệu chủng

Kích thước khuẩn lạc (mm)

1

M2

1 – 4

G+

Khuẩn lạc to, màu trắng, bề mặt nhăn, mép lan, có gờ

Trực khuẩn, que dài, có bào tử ở giữa

2

C1

1 – 4

G+

Trắng đục, bề mặt trơn có tâm gờ giữa, mép bóng

3

C8

1 - 4

G+

Trực khuẩn, que dài, có bào tử ở giữa Trực khuẩn, que dài, có bào tử ở giữa

Hình tròn, màu trắng, bề mặt hơi nhày, rìa răng cưa nông

Hình 3.7. Đặc điểm hình thái khuẩn lạc của các chủng vi sinh vật tuyển chọn được

Chủng M2 Chủng C8 Chủng C1

71

Năng lực sử dụng một số loại đường của các chủng: Để xác định tính chất sinh hóa của các chủng nghiên cứu, 3 chủng vi khuẩn sau khi tuyển chọn được tiến hành lên men trên các loại đường đơn (glucoza, arabinoza, xyloza…) và đường kép (lactoza, galactoza, maltoza).

Vi khuẩn được nuôi cấy trên môi trường khoáng lên men, có bổ sung 1% các nguồn đường: maltoza, lactoza, galactoza, sorbitol, xyloza, manitol, saccaroza. Điều kiện lên men ở 37 oC, tốc độ lắc 150 vòng/phút. Sau 24h lấy ra quan sát sự thay đổi màu của môi trường lên men. Môi trường quan sát sẽ bị đục nếu vi khuẩn phát triển.

Bảng 3.5. Đặc điểm hình thái, sinh lý, sinh hóa của các chủng vi khuẩn thử nghiệm

Kết quả xác định đặc tính sinh hóa của các chủng vi khuẩn nghiên cứu được thể hiện ở bằng 3.5. Kết quả ở bảng 3.5 cho thấy, các chủng vi khuẩn M2, C1, C8 là trực khuẩn, Gr (+), có khả năng sinh bào tử, năng lực sử dụng nguồn cơ chất đa dạng. Kết quả nghiên cứu cho thấy các chủng vi khuẩn M2, C1, C8 rất phù hợp trong việc tạo chế phẩm vi sinh phục vụ cho xử lý nước thải giết mổ gia súc.

STT Đặc tính sinh hóa Chủng C1 Chủng C8 Chủng M2

Catalaza 1 + + +

Xylitol 2 + + +

Xyloza 3 + + +

Matodextrin 4 + + +

Lactoza 5 + + +

Glucoza 6 + + +

Saccaroza 7 + + +

8 Thủy phân protein + + +

9 Thủy phân tinh bột + + +

10 CMC + + +

11 Nhuộm Gram + + +

12 Bào tử + + +

72

3.2.3.2 Định tên chủng bằng phương pháp sinh học phân tử

Các chủng vi khuẩn M2, C1, C8 được phân loại dựa vào trình tự nucleotide gen mã

hóa 16S rDNA.

Phản ứng PCR khuếch đại gen mã hóa 16S rDNA được tiến hành với hai cặp mồi

9F và 1525R. Sau khi điện di kiểm tra, sản phẩm PCR của ba chủng có kích thước lần

lượt là 1393 bp với chủng M2, 1393bp với chủng C1 và 1400bp với chủng C8 tương ứng

Hình 3.8. Ảnh chụp bản điện di đồ sản phẩm PCR nhân gen mã hóa 16S rDNA của 3

chủng vi khuẩn M2, C1, C8.

với tính toán lý thuyết (hình 3.8).

Sản phẩm PCR sau đó được tinh sạch DNA theo Kit QIA. Sản phẩm PCR tinh sạch

sau khi điện di được đọc trình tự trực tiếp trên máy đọc trình tự tự động 3100 Avant. Kết

quả xác định trình tự nucleotide cho thấy đoạn DNA mã hóa vùng 16S rDNA có chiều

dài lần lượt của các chủng là : M2 (1393bp), C1 (1393 bp) và C8 (1400bp) (bảng PL3.4

và bảng PL3.5).

So sánh trình tự gen mã hóa 16S rDNA của các chủng vi khuẩn nghiên cứu với một

số trình tự đã công bố trên Genbank bằng phần mềm Blast cho thấy chủng vi khuẩn M2

có quan hệ họ hàng gần với một số đại diện thuộc chi vi khuẩn Bacillus. Phân tích số liệu

bằng phần mềm ClustalX 1.83 cho thấy trình tự nucleotide gen mã hóa 16S rDNA của

chủng M2 có độ tương đồng với các chủng thuộc chi Bacillus, trong đó:

+ Chủng vi khuẩn M2 có độ tương đồng cao nhất (99,93%) với chủng Bacillus

velezensis AY603658; 99.86% với Bacillus amyloliquefaciens NR041455; 99.71% với

Bacillus vallismortis AB021198; 99.64% với Bacillus nematotocita AY820954 và

73

Bacillus siamensis GQ281299,… Cây phân loại chủng vi khuẩn M2 đã được xây dựng

bằng phần mềm ClustalX 1.83 và được thể hiện ở hình 3.9. Trên hình 3.9 cho thấy, chủng

M2 và một số chủng có trình tự nucleotide gen mã hóa 16S rDNA tương đồng thuộc chi

vi khuẩn Bacillus được chia thành 3 nhóm. Trong đó, chủng M2 và chủng có độ tương

đồng cao nhất (Bacillus velezensis AY603658) được xếp vào cùng 1 nhóm. Do vậy, kết

luận được rằng chủng M2 thuộc loài Bacillus velezensis và được định tên là chủng

Bacillus velezensis M2.

Bacillus siamensis_GQ281299 0.01 55 73 79 86 Bacillus velezensis_AY603658 Bacillus amyloliquefaciens_NR041455 60 75 M2 Bacillus methylotrophicus_EU194897 Bacillus nematotocita_AY820954 73

96

Bacillus vallismortis_AB021198 Bacillus subtilis_AB042061 Bacillus subtilis subsp. spizizenii_ AF074970 Bacillus mojavensis_AB021191 Bacillus malacitensis_AY603656 [Brevibacterium] halotolerans_AM747812 100 Bacillus axarquiensis_AY603657

Bacillus sonorensis_AF302118 80 61 54 52 71 Bacillus atrophaeus_AB021181 100

100 Bacillus licheniformis_X68416 Bacillus aerius_AJ831843 99

Hình 3.9. Cây phân loại của chủng M2 dựa vào trình tự gen mã hóa 16S rDNA

100 100 100 Bacillus pumilus_AY876289 Bacillus safensis_AF234854 Bacillus altitudinis_AJ831842 Bacillus stratosphericus_AJ831841 Bacillus aerophilus_AJ831844 Staphylococcus aureus_X68417

Chủng vi khuẩn C1 có độ tương đồng cao nhất (99,93%) với chủng Bacillus

mojavensis AB021191 và Brevibacterium halotolerans AM747812; 99.86% với Bacillus

subtilis subsp spizizenii AF074970 và Bacillus malacitensis AY603656; 99.78% với

Bacillus subtilis AB042061; 99.64% với Bacillus vallismortis AB021198,… Cây phân

loại chủng vi khuẩn C1 đã được xây dựng bằng phần mềm ClustalX 1.83 và được thể

hiện ở hình 3.10. Trên hình 3.10 cho thấy, chủng C1 và một số chủng có trình tự

nucleotide gen mã hóa 16S rDNA tương đồng thuộc chi vi khuẩn Bacillus được chia

thành 3 nhóm. Trong đó, chủng C1 và chủng có độ tương đồng cao nhất (Bacillus

mojavensis AB021191) được xếp vào cùng 1 nhóm. Do vậy, kết luận được rằng chủng

C1 thuộc loài Bacillus mojavensis và được định tên là chủng Bacillus mojavensis C1.

74

Bacillus malacitensis_AY603656 [Brevibacterium] halotolerans_AM747812

Bacillus axarquiensis_AY603657

0.01

51 64 62 54 77 84

72

Bacillus mojavensis_AB021191 C1 Bacillus subtilis subsp. spizizenii_AF074970 Bacillus subtilis_AB042061 Bacillus vallismortis_AB021198

96

Bacillus nematotocita_AY820954 56 Bacillus velezensis_AY603658 Bacillus methylotrophicus_EU194897 Bacillus amyloliquefaciens_NR041455

100

Bacillus siamensis_GQ281299

79 70 65 54 Bacillus atrophaeus_AB021181

Bacillus sonorensis_AF302118

100

100

Bacillus licheniformis_X68416 Bacillus aerius_AJ831843

99

100

100 100

Bacillus pumilus_AY876289 Bacillus safensis_AF234854 Bacillus altitudinis_AJ831842 Bacillus stratosphericus_AJ831841 Bacillus aerophilus_AJ831844

Staphylococcus aureus_X68417

Hình 3.10. Cây phân loại của chủng C1 dựa vào trình tự gen mã hóa 16S rDNA

Chủng vi khuẩn C8 có độ tương đồng cao nhất (99,93%) với chủng Bacillus

mojavensis AB021191; 99.86% với Bacillus malacitensis AY603656 và Bacillus subtilis

subsp spizizenii AF074970; 99.79% với Bacillus subtilis AB042061; 99.64% với Bacillus

vallismortis AB021198,… Cây phân loại chủng vi khuẩn C8 đã được xây dựng bằng

phần mềm ClustalX 1.83 và được thể hiện ở hình 3.11. Trên hình 3.11 cho thấy, chủng

C8 và một số chủng có trình tự nucleotide gen mã hóa 16S rDNA tương đồng thuộc chi

vi khuẩn Bacillus được chia thành 3 nhóm. Trong đó, chủng C8 và chủng có độ tương

đồng cao nhất (Bacillus mojavensis AB021191) được xếp vào cùng 1 nhóm. Do vậy, kết

luận được rằng chủng C8 thuộc loài Bacillus mojavensis và được định tên là chủng

Bacillus mojavensis C8.

75

Bacillus malacitensis_AY603656 0.01 Bacillus axarquiensis_AY603657

spizizenii_ 79

60 58 Bacillus mojavensis_AB021191 7 C8 83 7 Bacillus subsp subtilis Bacillus subtilis_AB042061 Bacillus vallismortis_AB021198

96

Bacillus nematotocita_AY820954 Bacillus Bacillus Bacillus siamensis_GQ281299 100 51 81 60 54 Bacillus atrophaeus_AB021181

Bacillus sonorensis_AF302118

100 100 Bacillus licheniformis_X68416 Bacillus aerius_AJ831843

9 100

100 100 Bacillus pumilus_AY876289 Bacillus safensis_AF234854 Bacillus altitudinis_AJ831842 Bacillus stratosphericus_AJ831841 Bacillus aerophilus_AJ831844

Hình 3.11. Cây phân loại của chủng C8 dựa vào trình tự gen mã hóa 16S rDNA

Staphylococcus

Một số công trình nghiên cứu đã công bố trên thế giới cho thấy rằng các chủng vi

khuẩn phân lập được trong nghiên cứu này đều là các chủng an toàn sinh học. Theo

nghiên cứu của Baccon và cộng sự để chỉ ra Bacillus mojavensis có chức năng bảo vệ nội

tạng và có chất làm đối kháng với nấm [42]. Xiangyang Liu và cộng sự đã kết luận

Bacillus velezensis có tác dụng tạo lypopeptit [62].

Nhận xét: qua quá trình phân lập và tuyển chọn chúng tôi đã tuyển chọn được 3

chủng mà đáp ứng được các yêu cầu:

- Có khả năng sinh bào tử.

- Có khả năng sinh khối nhanh

- Có khả năng ứng dụng trong xử lý môi trường và là các vi khuẩn thân thiện

môi trường..

- Có khả năng kết lắng và tạo bông bùn lớn.

- Cả 3 chủng này đều an toàn sinh học.

3.3 Thử nghiệm tạo chế phẩm vi sinh vật

3.3.1 Thử nghiệm xác định các điều kiện lên men thu sinh khối vi khuẩn

76

Hướng tới mục tiêu tạo chế phẩm vi sinh vật xử lý nước thải, tiến hành nghiên

cứu các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình phát triển của các chủng vi khuẩn tuyển chọn,

nhằm thiết lập được điều kiện lên men thu sinh khối lớn nhất.

Trong quá trình sinh trưởng và phát triển, các vi khuẩn luôn chịu tác động của

nhiều yếu tố môi trường (hàm lượng oxy hòa tan, pH, tỷ lệ cấp giống, thành phần môi

trường)[89]. Bất cứ sự thay đổi nào của môi trường nuôi cấy đều có tác động trực tiếp

đến hoạt động sống của vi khuẩn, có thể là tốt hơn hoặc cũng có thể theo chiều hướng

giảm đi. Do vậy, nghiên cứu ảnh hưởng của các yếu tố môi trường nhằm tìm ra điều kiện

tốt nhất để vi khuẩn sinh trưởng và phát triển.

Trong nghiên cứu này triển khai thực nghiệm lên men trên hai quy mô là: lên men

trong bình tam giác để lựa chọn điều kiện lên men thích hợp. Tối ưu các điều kiện trong

quá trình lên men quy mô bình tam giác và nhân rộng lên men bình 5L với các điều kiện

tối ưu của các chủng trong điều kiện lên men bình tam giác (môi trường sử dụng 2 lít) để

thu sinh khối phục vụ cho quá trình sản xuất chế phẩm xử lý môi trường nước thải giết

mổ gia súc.

3.3.1.1 Lựa chọn môi trường thích hợp

Để vi sinh vật có thể sinh trưởng và phát triển, môi trường lên men phải chứa hợp

chất của các các nguyên tố dinh dưỡng và vi lượng. Các chủng được phân lập trên môi

trường giàu dinh dưỡng cao thịt, pepton và muối khoáng, nên trong nghiên cứu này luận

án tập chung vào tìm tỷ lệ giữa cao thịt và pepton để vi sinh vật phát triển và tạo sinh

khối lớn nhất. Sau 24h nuôi cấy, thu dịch canh trường lên men của chủng nghiên cứu và

đo độ hấp thụ quang ở bước sóng 600 nm. Kết quả khảo sát ảnh hưởng của thành phần

môi trường lên men được thể hiện ở hình 3.12 Môi trường lên men được thay đổi tỷ lệ

peptone và cao thịt. Các môi trường lên men thử nghiệm được thể hiện như trong bảng 3.6. Điều kiện lên men được tiến hành trong 24h, ở 37oC, tốc độ lắc 150 vòng/phút, pH

Bảng 3.6 Các môi trường lên men khảo sát

6,8 và tỷ lệ cấp giống 5%.

Tên thí nghiệm Thành phần peptone, cao thịt, NaCl trong môi trường

Thí nghiệm 1 0,3% peptone, 0,09% cao thịt, 1% NaCl

Thí nghiệm 2 0,5% peptone, 0,15% cao thịt, 1% NaCl

Thí nghiệm 3 0,7% peptone, 0,21% cao thịt, 1% NaCl

Thí nghiệm 4 1% peptone, 0,3% cao thịt, 1% NaCl

77

Hình 3.12. Biểu đồ chỉ ảnh hưởng của môi trường đến sinh trưởng của chủng vi sinh vật

Cả ba chủng vi khuẩn B. velezensis M2 và B. mojavensis C1, B. mojavensis C8

đều có khả năng sinh trưởng và phát triển ở cả bốn môi trường được khảo sát. Trong đó,

tại môi trường thí nghiệm thứ 4, cả ba chủng đều sinh trưởng và phát triển mạnh nhất,

nồng độ sinh khối đạt cao nhất (B. velezensis M2 có OD600nm: 4,27; B. mojavensis C1 là

4,76 và B. mojavensis C8 là 4,872). Ở môi trường lên men có hàm lượng peptone và cao

thịt thấp nhất (môi trường thí nghiệm 1) thì hàm lượng sinh khối thu được kém hơn. Hàm

lượng sinh khối của ba chủng vi khuẩn tăng dần ở các môi trường lên men thí nghiệm 2

và thí nghiệm 3. Điều này dễ hiểu là do khi môi trường lên men có nồng độ chất dinh

dưỡng cao, không có mặt của chất ức chế thì vi sinh vật phát triển mạnh và tạo sinh khối

lớn nhất ở thời gian lên men ngắn nhất. Do vậy, môi trường thí nghiệm 4 được lựa chọn

cho các nghiên cứu tiếp theo.

3.3.1.2 Ảnh hưởng của pH đến môi trường

pH có ảnh hưởng rõ rệt đối với sự sinh trưởng của vi sinh vật. Mỗi vi sinh vật đều

có một phạm vi pH sinh trưởng nhất định và pH sinh trưởng tốt nhất. Mặc dù vi sinh vật

có thể sinh trưởng trong một phạm vi pH khá rộng. Khi pH có sự biến đổi đột ngột sẽ làm ảnh hưởng đến vi sinh vật, vì ion H+ nằm trong thành phần môi trường làm thay đổi

trạng thái điện tích của thành tế bào, phá vỡ màng sinh chất. Tùy theo nồng độ của

chúng mà làm tăng hoặc giảm khả năng thẩm thấu của tế bào đối với những ion nhất

định. Mặt khác chúng cũng làm ức chế phần nào các enzyme hay các protein xuyên

màng có mặt trên thành tế bào. Sự biến đổi pH của môi trường cũng sẽ làm thay đổi

78

trạng thái điện ly của phân tử các chất dinh dưỡng, làm giảm khả năng hấp thụ chúng

vào tế bào vi sinh vật [72],[89].

Đối với các chủng thuộc giống Bacillus pH tối ưu để các chủng sinh trưởng và phát

triển là 6.0 – 8.5 [79],[28] (không bao gồm các chủng ưa axit hoặc ưa kiềm). Để khảo sát

ảnh hưởng của pH môi trường đến sự sinh trưởng và phát triển của ba chủng M2, C1, C8,

tiến hành nuôi cấy các chủng này ở môi trường đã được xác định ở nghiên cứu trước; ở 37 oC trong 24h với điều kiện pH môi trường thay đổi 6; 6,5; 7; 7,5; 8; 8,5; 9. Kết quả xác

Hình 3.13. Biểu đồ chỉ ảnh hưởng của pH đến sự phát triển của các chủng vi khuẩn tuyển chọn

định khả năng thích nghi với pH của môi trường nuôi cấy được trình bày trong hình 3.13.

Kết quả cho thấy sinh khối của chủng B. velezensis M2 phát triển tốt trong khoảng

pH từ 6 – 7.5, B. mojavensis C1 và C8 thích hợp trong khoảng pH 6 – 8 và cả 3 chủng

không thích hợp cho khoảng pH kiềm mạnh. Trong đó, hàm lượng sinh khối của chủng

M2, C1, C8 thu được lớn nhất ở pH 6,5 và 7,5; 7,0 sau 24 giờ lên men (OD600nm: 3,95;

4,83, 4,98).

Tóm lại: chủng B. velezensis M2 và B. mojavensis C1, B. mojavensis C8 phát triển

tốt nhất ở pH trung tính. Xiangyang Liu và cộng sự đã phân lập và khảo sát Bacillus

velezensis H3 và chỉ ra pH: 6 thu sinh khối lớn nhất [62] và Kang Min Kim và cộng sự

khảo sát điều kiện lên men tối ưu của chủng Bacillus mojavensis KJS-3 cũng tìm thấy

khoảng pH thích hợp là 6 [57]. Nghiên cứu này cũng tương đồng với các nghiên cứu

khác. pH là yếu tố quan trọng quyết định đến hiệu suất thu sinh khối của chủng B.

velezensis M2 và B. mojavensis C1, B. mojavensis C8.

79

3.3.1.3 Nhu cầu oxy hòa tan đến năng lực phát triển sinh khối vi sinh vật

Trong điều kiện lên men tại bình tam giác, thể tích lên men ảnh hưởng trực tiếp

đến nồng độ oxy hòa tan (DO) và sự phân bố đều hay không đều của thành phần các chất dinh dưỡng. Để oxy hóa các chất hữu cơ, các vi sinh vật cần có oxy hòa tan. Để cung cấp

oxy cho dịch lên men, tiến hành lắc liên tục trong máy lắc, khuếch tán dòng không khí thành các bóng nhỏ phân bố đều trong khối chất lỏng. Quá trình chuyển oxy từ các bóng

khí tới vi sinh vật và sự phân bố thẩm thấu các chất dinh dưỡng từ môi trường vào tế bào. Do đó có 2 cách làm thay đổi nồng độ oxy hòa tan: 1 là thay đổi tốc độ lắc giữ nguyên

thể tích phương pháp này đỏi hỏi máy lắc có sai số nhỏ, cách 2 có thể thay đổi dịch nuôi cấy và tốc độ máy lắc không thay đổi. Trong nghiên cứu này luận án lựa chọn phương

Hình 3.14. Biểu đồ ảnh hưởng của thể tích dịch lên men đến sự phát triển của các chủng vi khuẩn

pháp thay đổi thể tích dịch lên men.

Kết quả trên hình 3.14 cho thấy, sau 24h lên men cả ba chủng vi khuẩn M2, C1,

C8 đều có khả năng tổng hợp sinh khối cao nhất ở thể tích lên men 100 mL (OD600nm lần

lượt là 4,28; 4,76; 5,00). Ở thể tích dịch lên men 300 mL giá trị OD đo được là thấp nhất:

2,06; 1,81; 1,69. Điều này dễ giải thích là khi môi trường lên men nhiều (300 mL) trong

bình tam giác 500 mL, sự khuếch tán oxy từ không khí vào môi trường kém, dẫn đến

lượng oxy hòa tan trong dịch lên men ít, làm cho các chủng vi khuẩn nghiên cứu tạo sinh

khối kém hơn. Vì vậy, chọn thể tích dịch lên men là 100mL/500 mL cho quá trình lên

men thu sinh khối của 3 chủng M2, C1, C8 ở quy mô bình tam giác 500mL.

3.3.1.4 Ảnh hưởng của tỷ lệ cấp giống đến năng lực phát triển sinh khối VSV

Khảo sát của tỷ lệ cấp giống sẽ quyết định mật độ vi sinh ban đầu, quyết định thể

tích dịch giống cần lên men. Tỷ lệ cấp giống thấp nhưng đảm bảo phát triển sinh khối

nhanh sẽ có lợi thế hơn việc cấp giống ở tỷ lệ cao, giảm tỷ lệ cấp giống là giảm chi phí

80

nguyên liệu (giảm thể tích thiết bị lên men giống cấp 2) và giảm khả năng nhiễm tạp

Hình 3.15. Biểu đồ chỉ giá trị OD600nm tại các tỷ lệ cấp giống khác nhau ở thời điểm 24h

trong quá trình lên men giống.

Ghi chú: 1: Tỷ lệ cấp giống 1%; 2: Tỷ lệ cấp giống 3%; 3: Tỷ lệ cấp giống 5%; 4: Tỷ lệ

cấp giống 7%; 5: Tỷ lệ cấp giống 10%.

Kết quả thể hiện trên hình 3.15 cho thấy giá trị OD600nm cao nhất của cả 3 chủng

M2, C1, C8 ở các tỷ lệ cấp giống 5%, 5%, 3% lần lượt là 4,53; 5,13; 5,21. Giá trị này có

sự chênh lệch không lớn đối với các tỷ lệ cấp giống. OD600nm tại các tỷ lệ cấp giống 5 –

7% có giá trị cao nhất. Đối với chủng M2 sinh khối tăng khi tỷ lệ cấp giống ban đầu tăng

và đạt giá trị cao nhất khi tỉ lệ cấp giống là 5%. Nồng độ cấp giống của chủng M2 tăng

lên 7%, 10% thì lượng sinh khối có giảm đi và giảm nhiều ở tỷ lệ 10% và giá trị OD600nm

3,24. Đối với chủng C1, C8 giá trị OD600nm xấp xỉ bằng nhau ở các tỷ lệ 3%,5%,7%

nhưng giảm mạnh ở tỷ lệ cấp giống 10% và OD600nm còn 3,28. Điều đó có nghĩa nếu tỷ lệ

cấp giống nhỏ, tức là lượng vi khuẩn ban đầu đưa vào môi trường ít nên vi khuẩn phải

cần thời gian dài hơn để tăng sinh khối lên cực đại. Tuy nhiên, khi tỷ lệ cấp giống tăng

cao mà lượng dinh dưỡng trong môi trường không thay đổi, thì tốc độ lên men ban đầu có

tăng nhanh hơn nhưng về sau có sự cạnh tranh sử dụng dinh dưỡng giữa các vi khuẩn

trong môi trường, nên một lượng sinh khối sẽ bị già nhanh hơn và chết, làm cho tổng

lượng sinh khối lại giảm đi [79], [84]. Như vậy, căn cứ vào kết quả nghiên cứu thu được

tỷ lệ cấp giống ban đầu là 3% đối C8 và 5% đối với cả 2 chủng M2 và C1 được lựa chọn

để lên men ở quy mô sản xuất chế phẩm.

81

3.3.1.5 Trạng thái sinh trưởng và phát triển của các chủng đã tuyển chọn

Để theo dõi sự phát triển của các chủng và xác định được thời gian lên men đạt

sinh khối lớn nhất, đề tài đã lên men các chủng B. velezensis M2, B. mojavensis C1, B. mojavensis C8 với các điều kiện đã khảo sát ở trên: nhiệt độ 37oC tốc độ lắc 200

vòng/phút, thể tích dịch lên men 100 mL trong bình tam giác 500 mL, môi trường lên

men cao thịt 3 g/l, pepton 10 g/l, NaCL 5 g/l. Tỷ lệ cấp giống và pH của các chủng M2,

C1, C8 lần lượt là: 5%, 5%, 3% và 6,5; 7,5; 7. Cứ sau 2h nuôi cấy lấy mẫu đo giá trị

Hình 3.16. Đồ thị chỉ trạng thái sinh trưởng và phát triển của chủng M2, C1, C8

OD600nmvà trang trải trên môi trường NA để xác định mật độ vi sinh vật.

Hình 3.16, thể hiện đường cong sinh trưởng của các chủng M2, C1, C8 sau 38h lên

men. Kết quả trên hình 3.16 cho thấy sinh khối của chủng B. velezensis M2 tăng dần từ

0h đến khoảng 22h và đạt giá trị OD cao nhất ở 24h (OD600nm đạt 4,3); sau đó đạt trạng

thái cân bằng từ 24 đến 30h, OD đạt từ 4,3 – 4.28. Sau 32h nuôi cấy, chủng B. velezensis

M2 bắt đầu chuyển sang giai đoạn suy thoái, sinh khối thu được chỉ còn OD600nm 4,05; ở

thời điểm 38h sinh khối thu được thấp OD600nm là 3,57. Chủng B. mojavensis C1, C8 đạt

giá trị OD cao nhất sau 22h và 26h lên men, tương ứng (OD600nm đạt 4,56; 5,19) và duy

trì trạng thái ổn định đến 26h. Sau đó giá trị OD của chủng C1 và C8 giảm nhanh đến 38h

còn 2,69; 3,42.

Tiến hành đo độ hấp thụ quang của ba chủng vi khuẩn nghiên cứu, đồng thời xác định

mật độ vi sinh vật tại mức độ pha loãng khác nhau bằng cách trang trải trên môi trường

thạch ở các thời điểm lên men khác nhau. Các đĩa môi trường sau khi trang trải được ủ ở 37 oC, trong 24h. Sau 24h nuôi cấy, đếm khuẩn lạc và xác định mật độ vi sinh. Kết quả xác

định mật độ vi sinh của ba chủng vi khuẩn M2, C1, C8 được thể hiện trên hình 3.17.

82

Hình 3.17. Đồ thị chỉ diễn biến mật độ vi sinh trong quá trình lên men của chủng M2, C1, C8

Kết quả xác định mật độ vi sinh của ba chủng vi khuẩn M2, C1, C8 được thể hiện

trên hình 3.17. Kết quả mật độ vi sinh (CFU/mLl) tương đồng với giá trị OD600nm. Mật độ vi sinh đạt cao nhất của các chủng M2, C1, C8 lần lượt là 6,2x109 CFU/mL sau 24h lên men, 9,2x109 CFU/mL sau 22h lên men và 9,8x109 CFU/mL sau 26h lên men. Đường

cong sinh trưởng của chủng M2 cho thấy chủng M2 phát triển chậm hơn chủng C1, tuy

nhiên lại duy trì pha cân bằng cao hơn so với hai chủng C1 và C8. Đường cong sinh

trưởng của chủng C1 cho thấy chủng C1 phát triển nhanh và đạt mật độ vi sinh lớn hơn

chủng M2 và C8, nhưng thời gian pha cân bằng ngắn hơn.

Qua khảo sát các yếu tố lên men đến khả năng tạo sinh khối của ba chủng vi khuẩn

nghiên cứu, kết luận cả ba chủng vi khuẩn M2, C1, C8 đều phù hợp để sản xuất chế phẩm

vi sinh nhằm mục đích xử lý nước thải giết mổ gia súc.

3.3.2 Tạo chế phẩm

3.3.2.1 Khả năng xử lý nước thải giết mổ gia súc của các chủng tuyển chọn

Hướng tới mục tiêu đánh giá và khai thác ưu thế của vi sinh vật bản địa trong

công nghệ xử lý nước thải. Luận án đã triển khai thí nghiệm so sánh năng lực xử lý

nước thải của 3 chủng tuyển chọn được ở trên. Khảo sát năng lực của đơn chủng và kết

hợp các chủng.

83

1400

C1

1200

C8

)

1000

M2

L / g m

800

(

Phối trộn

600

D O C

400

KBS

200

0

0

24

26

28

30

32

34

48

Thời gian (giờ)

Hình 3.18. Biểu đồ chỉ so sánh năng lực xử lý COD của các chủng

Hình 3.18, 3.19 cho thấy sau 24h xử lý tất cả các bình có bổ sung chủng vi sinh

vật bản địa đạt hiệu suất cao từ 62 -72% trong khi đó bình không bổ sung vi sinh vật đạt

48% (Các thí nghiệm được làm mẫu đôi và được làm lặp lại 3 lần, kết quả được lấy trung

bình trong 2 bình làm thí nghiệm và được lấy trong lần làm với sai số thấp nhất). Sau 30h

các bình có bổ sung vi sinh vật đạt hiệu suất cao và đạt trên 90%, bình phối trộn chủng

(M2, C1, C8) cho hiệu suất xử lý cao nhất đạt 93%. Hiệu suất bình không bổ sung là

56%. Sau 32h hiệu suất xử lý của bình phối trộn các chủng vi sinh vật bản địa đạt hiệu

suất COD cao nhất và đạt 96% và bình không bổ sung đạt 62%. Sau 48h thì giá trị COD

của bình phối trộn chủng có xu hướng tăng và hiệu suất xử lý giảm còn 93%. Điều này

khẳng định xác lập trạng thái cân bằng của vi sinh vật là rất quan trọng. Xác định thời

gian xử lý để tránh hiện tượng xử lý quay nhiều vòng (khi nguồn thức ăn cạn kiệt vi sinh

chết đi làm nguồn thức ăn cho vi sinh vật sống khác. Bình không bổ sung chế phẩm hiệu

suất vẫn tiếp tục tăng và đạt 73%. Trong nước thải cũng có hệ vi sinh vật đa dạng và có

khả năng xử lý nước thải nhưng hiệu quả xử lý thấp hơn nhiều so với có bổ sung vi sinh

vật bản địa. Kết quả trên khẳng định bổ sung chế phẩm sẽ làm rút ngắn thời gian khởi

động của hệ thống xử lý và sẽ chủ động kiểm sát công nghệ tốt hơn.

84

Hình 3.19. Biểu đồ chỉ hiệu suất xử lý COD của các chủng

Để phục vụ cho mục đích nghiên cứu tạo chế phẩm trong nghiên cứu sau, đề tài

đã nghiên cứu kết hợp phối trộn sinh khối ướt của các chủng và các chủng đơn lẻ để thử

nghiệm năng lực xử lý nước thải giết mổ gia súc. Kết quả cho thấy hiệu suất xử lý của

mẫu phối trộn các chủng là cao hơn khi dùng đơn lẻ các chủng. Do đó chế phẩm phải

được tạo bởi hỗn hợp chủng cho hiệu suất xử lý tối ưu nhất.

Kết luận: chủng M2, C1, C8 sẽ được nghiên cứu phối trộn tạo chế phẩm xử lý

nước thải giết mổ gia súc. Các chủng có những ưu nhược điểm như sau:

- Chủng M2 có khả năng thích nghi và xử lý nước thải triệt để nhưng nhược

điểm thời gian xử lý kéo dài hơn các chủng khác. Bông bùn tạo thành nhỏ mịn

dễ lắng.

- Chủng C1 có khẳng tạo màng nhầy thể hiện trong hình thái khuẩn lạc và có

khả năng xử lý nước thải nhanh và có khă năng kết hợp tạo bông bùn lớn dễ

tách ra khỏi hệ thông ở ngay trong quá trình xử lý.

- Chủng C8 có khả năng sinh khối lớn và xử lý triệt để, pha cân bằng của chủng

ổn định trong thời gian dài.

Vậy khi phối trộn chủng cho hiệu quả xử lý cao hơn và thời gian xử lý ngắn hơn

sử dụng đơn chủng. Điều đó khẳng định việc tuyển chọn vi sinh vật là rất cần thiết và

85

quan trọng trong quá trình phát triển công nghệ xử lý nước thải giết mổ gia súc. Kết quả

nghiên cứu này cũng tương đồng với các nghiên cứu đã công bố [52][91][80].

3.3.2.2 Kiểm định đặc tính chủng trong môi trường thực

Với mong muốn chế phẩm vi sinh có năng lực kết lắng tạo bông bùn và kéo theo

các chất thải không tan, lơ lửng kết lắng cùng bùn hoạt tính. Luận án đã khảo sát thí

nghiệm với 2 bình tam giác 1000 ml, điều kiện thí nghiệm giống nhau nhưng khác đối

tượng nước thải đưa vào. Bình 1 lấy 200ml nước thải, bình 2 lấy 200ml nước thải đã

được lọc qua giấy lọc với lỗ lọc 0,45µm (Cả 2 bình bổ sung 5% hỗn hợp giống và cho

vào máy nuôi lắc 200v/p. Sau 24h, 48h lấy mẫu và xác định các chỉ số COD, MLSS, kết

Bảng 3.7 Đặc tính của chế phẩm vi sinh vật thu được

Trước khi lọc

Sau khi lọc

TT

% chuyển hóa SS

COD (mg/L)

TSS (mg/L)

MLSS (mg/L)

COD (mg/L)

TSS (mg/L)

MLSS (mg/L)

Hệ số chuyển hóa vào SK

Hệ số chuyển hóa vào SK

0

Đầu vào Đầu ra 24h Đầu ra 48h

1216 120 88

350 337 290

0 974 670

920 112 78

0.58 0.34

637 380

0.79 0.45

4 14

quả thể hiện trên bảng 3.7.

Qua bảng 3.7 cho thấy khi tỷ lệ F/M lớn thì hệ số chuyển hóa sinh khối cao (hệ số

chuyển hóa sinh khối của chất tan là 0,79; 0,58 đối với nước thải hỗn hợp)[88]. Khi thời

gian lưu nước dài thì hệ số chuyển hóa sinh khối giảm nhiều đối với chất tan từ 0,79

xuống còn 0,45 và 0,58 xuống còn 0,34 đối với hỗn hợp nước thải. Trong các nghiên cứu

trước với mong muốn chuyển hóa hết chất không tan thành chất tan và tạo thành khí bay

lên và giảm lượng bùn hoạt tính sinh ra là nhỏ nhất có thể do đó thời gian lưu của bùn dài

hơn và khi đó thức ăn giảm đi thì sự phát triển của vi sinh giảm và sẽ bị chết, vi sinh vật

chết lại tạo thành thức ăn cho vi sinh vật khác, lượng bùn sinh ra giảm đi. Nirupa

Mahorajh đã nghiên cứu thời gian tuổi của bùn và tác giả đã chỉ ra ở thời gian lưu bùn 10

ngày thì sinh khối sinh ra là ít và SVI cũng nhỏ nhất [66].

Qua thí nghiệm này cho ta thấy khi lượng thức ăn dồi dào vi sinh vật chỉ chuyển

hóa chất tan và một phần rất nhỏ chất không tan bị chuyển hóa (4%). Chất không tan

được kết tụ cùng với sinh khối và tạo thành bùn hoạt tính lắng xuống và tách ra ngoài.

Tách bùn càng sớm thì hiệu quả thu sinh khối càng cao. Qua thí nghiệm này chứng minh

được quan điểm mà luận án đã theo đuổi là chỉ ưu tiên các vi sinh vật chuyển hóa chất tan

86

và tạo nhiều sinh khối và chất không tan được kết lắng cùng sinh khối tạo thành bùn. Bùn

được tách ra ngoài nhanh, tránh hiện tượng vi sinh vật bị già chết và phân hủy nội bào.

Tránh xử lý nhiều vòng và phải xử lý nhiều công đoạn (nitrat hóa và đề nitrat hóa).

3.3.3 Tạo chế phẩm vi sinh vật xử lý nước thải giết mổ gia súc

Từ quá trình phân lập và tuyển chọn, đã thu được 3 chủng vi khuẩn phân huỷ hợp chất hữu cơ. Qua kiểm tra (thử nghiệm xử lý gián đoạn), các chủng vi khuẩn này đều có

khả năng ứng dụng trong thực tế. Do dó, đề tài nghiên cứu tạo chế phẩm vi sinh vật từ những vi sinh vật bản địa này nhằm ứng dụng vào xử lý nước thải giết mổ.

3.3.3.1 Kiểm tra sự tương hỗ của các chủng vi khuẩn thí nghiệm

Để tạo chế phẩm có mặt đồng thời cả 3 chủng vi khuẩn Bacillus thì điều kiện cần

thiết là chúng không có sự đối kháng nhau để cùng tồn tại. Ba chủng vi khuẩn này cùng được phân lập từ nước thải, nên theo nhận định ban đầu, chúng không có sự đối kháng. Nhưng để kiểm chứng lại điều này, cần tiếp tục tiến hành kiểm tra tính đối kháng của 3 chủng Bacillus M2, C1, C8 bằng cách ria các chủng thành các đường thẳng cắt nhau trên môi trường đĩa thạch và nuôi trong tủ nuôi nhiệt độ 37oC, sau 48h quan sát các đường nối nhau của các chủng. Các chủng phát triển bình thường chứng tỏ không có chủng nào có

Hình 3.20. Kết quả kiểm tra tính đối kháng của các chủng

khả năng kháng các chủng còn lại. Các chủng được lựa chọn cho thí nghiệm là C1, C8 và M2. Kết quả được thể hiện trong hình 3.20.

Qua hình 3.20 cho thấy, ở điểm giao nhau 3 chủng vẫn cùng phát triển, chứng tỏ

chủng B. velezensis M2 và B. mojavensis C1, B. mojavensis C8 không có sự đối kháng

trên cùng một môi trường. Đây là đặc điểm thuận lợi cho việc tạo chế phẩm và sự có mặt

đồng thời cả 3 chủng sẽ thúc đẩy quá trình xử lý hiệu quả hơn.

3.3.3.2 Quy trình công nghệ tạo chế phẩm vi sinh vật

 Xác định nhiệt độ sấy

87

Nhiệt độ sấy có ảnh hưởng đến chất lượng của chế phẩm, nếu nhiệt độ quá thấp cần

phải sấy trong thời gian dài nhưng nếu sấy ở nhiệt độ quá cao sẽ làm mất các phân tử

nước liên kết dẫn đến sự chết của vi sinh vật, giảm mật độ vi sinh của chế phẩm. Kết quả

xác định nhiệt độ sấy chế phẩm ở bảng 3.8 cho thấy, ba chủng vi khuẩn sử dụng trong

nghiên này đều thuộc chi Bacillus, có khả năng tạo bào tử nên có thể chịu nhiệt khá tốt. Tuy nhiên, ở nhiệt độ sấy 40oC hoặc 45oC là phù hợp nhất để tạo chế phẩm vì vừa đảm

Bảng 3.8. Ảnh hưởng của nhiệt độ sấy đến sự sống sót của vi khuẩn trong chế phẩm

bảo thời gian, độ ẩm và mật độ vi sinh trong sống trong chế phẩm.

Nhiệt độ (oC) Mật độ (CFU/g) Độ ẩm (%) Thời gian sấy (giờ)

35 3,7.109 5.1 72h

40 3,1. 109 5.3 60

45 1. 109 5.0 54

50 7,8.108 5,68 48

55 3,9.107 5,31 36

 Thử nghiệm xác định tỉ lệ phối trộn

Để xác định tỷ lệ phối trộn thích hợp, sinh khối của hai chủng được trộn với cao

lanh theo các tỷ lệ khác nhau. Phối trộn hỗn hợp dịch sinh khối với chất mang theo tỷ lệ

(mL dịch sinh khối/gam chất mang). Tỷ lệ phối trộn là phù hợp khi mật độ tế bào vi sinh

vật là cao nhất và hoạt tính sinh học của các chủng ổn định sau thời gian sấy đến khối

lượng không đổi.

- Tỷ lệ 1:2: ly tâm 400 mL dịch lên men chủng C1, 300 mL dịch C8 và 300 ml

dịch lên men chủng M2 (tổng thể tích hỗn hợp sinh khối là 1 lít) với điều kiện như trên để

loại nước và thu sinh khối vi khuẩn. Tiếp theo, sinh khối thu được từ 1 lít dịch trên được

trộn với 2 kg chất mang cao lanh.

- Tỷ lệ 1:1: ly tâm 400 ml dịch lên men chủng C1, 300 ml dịch C8 và 300 mL dịch lên men chủng M2 (tổng thể tích hỗn hợp sinh khối là 1 lít) với điều kiện như trên để loại nước và thu sinh khối vi khuẩn. Tiếp theo, sinh khối thu được từ 1 lít dịch trên được trộn với 1 kg chất mang cao lanh.

- Tỷ lệ 2:1: ly tâm 400 mL dịch lên men chủng C1, 300 ml dịch C8 và 300 mL dịch lên men chủng M2 (tổng thể tích hỗn hợp sinh khối là 1 lít) với điều kiện như trên để loại nước và thu sinh khối vi khuẩn. Tiếp theo, sinh khối thu được từ 1 lít dịch trên được trộn với 0,5 kg chất mang cao lanh.

88

Bảng 3.9. Ảnh hưởng của tỉ lệ phối trộn dịch sinh khối với chất mang

- Tỷ lệ 3:1: ly tâm 400 mL dịch lên men chủng C1, 300 ml dịch C8 và 300 mL dịch lên men chủng M2 (tổng thể tích hỗn hợp sinh khối là 1 lít) với điều kiện như trên để loại nước và thu sinh khối vi khuẩn. Tiếp theo, sinh khối thu được từ 1 lít dịch trên được trộn 0,33 kg chất mang cao lanh.

Tỉ lệ SK/CM 1:2 1:1 2:1 3:2 Mật độ (CFU/g) 5,8.10^7 4,4.10^9 7,4.10^9 1,9.10^8 Độ ẩm (%) 7,5 6,2 8,1 9,2 Thời gian sấy (giờ) 34 48 61 75

 Bao gói thành phẩm

Sản phẩm sau khi sấy được bao gói trong túi chất liệu polyetylen, với khối lượng 500g/túi. Chế phẩm chứa ba chủng B. velezensis M2, B. mojavensis C1, B. mojavensis C8 được đặt tên là BioL, có mật độ tế bào ≥ 109 CFU/g.

 Xác định điều kiện bảo quản chế phẩm

Xác định thời gian và nhiệt độ bảo quản chế phẩm là một trong những yếu tố quan trọng để tiến tới thương mại hóa chế phẩm. Chế phẩm được thử nghiệm bảo quản ở hai chế độ là: ở nhiệt độ phòng và trong tủ lạnh (4oC) trong thời gian 0 tháng đến 12 tháng. Kết quả theo dõi tỷ lệ tế bào sống sót của các chủng trong chế phẩm thể hiện ở bảng 3.10. Bảng 3.10. Mật độ vi sinh và độ ẩm theo thời gian, nhiệt độ bảo quản chế phẩm

6th

12th

0

1th

2th

3th

0

1th

2th

3th

Mật độ vi sinh (CFU/g) Độ ẩm chế phẩm (%)

4,9x109

4,8x109 4,6x109 4,4x109 1,6x108 1,4.108 8,15 8,18

8,31

8,39

4,9,x109 4,7x109 4,6x109 4,3x109 7,1x107 8,2x106 8,15 10,23 10,86 11,42

25- 30oC

ĐK Bảo quản 4oC

Nhận xét: điều kiện bảo quản chế phẩm ở trong túi PE tráng thiếc để đảm bảo độ ẩm và mật độ chế phẩm tốt hơn nên luận án đã kế thừa của các nghiên cứu trước. Kết quả chỉ ra điều kiện bảo quản ở nhiệt độ thấp ở 4oC hoặc ở nhiệt độ thường 25 – 30oC đều thích hợp với bảo quản chế phẩm. Kết quả trong bảng 3.10 cho thấy: ở cả hai điều kiện nhiệt độ bảo quản mật độ vi sinh đều giảm nhẹ nhưng vẫn đạt ≥ 109Cfu/g, độ ẩm khá ổn định, đảm bảo chất lượng của một một chế phẩm vi sinh theo quy định TCVN 4884.2005. Do đó có thể bảo quản chế phẩm ở nhiệt độ thường hoặc trong tủ lạnh, tuy nhiên với thời hạn bảo quản không quá dài thì nên bảo quản ở nhiệt độ thường để đơn giản và tiết kiệm.

89

3.3.3.3 Sơ đồ quy trình công nghệ tạo chế phẩm vi sinh vật

Cao lanh

B. mojavensis C1

B. velezensis M2

B. mojavensis C8

KT hoạt tính

KT hoạt tính

KT hoạt tính

Lên men PTN 100mL: 0,3g/L cao thịt, 1g/L pepton, 0,5g/L muối ăn, lắc 200 v/p; pH 7,5; giống 5%v/v; 30oC; 24 giờ

Lên men PTN 100mL: 0,3g/L cao thịt, 1g/L pepton, 0,5g/L muối ăn, lắc 200 v/p; pH 7,0; giống 3%v/v; 30oC; 24 giờ

Lên men PTN 100mL: 0,3g/L cao thịt, 1g/L pepton, 0,5g/L muối ăn, lắc 200 v/p; pH 6,5; giống 5%v/v; 30oC; 24 giờ

;

Lên men 5: 3 g/L cao thịt, 10g/L pepton, 5g/L muối ăn, khí cấp 1,25 v/v/p ; pH 6,5; giống 5%v/v; 30oC; 36 giờ

Lên men 5: 3 g/L cao thịt, 10g/L pepton, 5g/L muối ăn, khí cấp 1,25 v/v/p ; pH 7,0; giống 3%v/v; 30oC; 36 giờ

Từ 3 chủng Bacillus phân lập và tuyển chọn được từ môi trường bản địa, với các thông số của quá trình lên men và quá trình tạo chế phẩm đã được nghiên cứu, luận án đã xây dựng sơ đồ tạo chế phẩm vi sinh vật ứng dụng để xử lý nước thải giết mổ gia súc như trên hình 3.21.

Nghiền, d≤0,1mm, sấy 1300C

Phối trộn tỉ lệ 40:30:30, ly tâm

trong 2h

Phối trộn: 2 sinh khối + 1 chất mang

o

Chế phẩm

Hình 3.21. Sơ đồ quy trình tạo chế phẩm hoàn chỉnh

Lên men 5 lit: 3 g/L cao thịt, 10g/L pepton, 5g/L muối ăn, khí cấp 1,25 v/v/p ; pH 7,5; giống 5%v/v; 30oC; 36 giờ

3.4 Thử nghiệm ứng dụng chế phẩm trong xử lý nước thải giết

mổ gia súc quy mô phòng thí nghiệm

3.4.1 Thử nghiệm ứng dụng chế phẩm trong xử lý nước thải giết mổ gia

súc bằng phương pháp hiếu khí theo mẻ trên quy mô bình 5L

Thí nghiệm được thực hiện trên 2 bình phản ứng làm việc dạng mẻ. Một thiết bị được

vận hành với nước thải không bổ sung chế phẩm (KBSCP). Ở thiết bị còn lại được bổ

90

sung mật độ 104CFU/mL chế phẩm (BSCP) (hình ảnh bình phản ứng được thể hiện trên

PL3.5). Kết quả thí nghiệm được trình bày ở các mục dưới đây:

3.4.1.1 Năng lực xử lý COD

Hình 3.22, 3.23 biểu diễn kết quả nghiên cứu thu được về CODvào của 2 loạt bình

BSCP) thấp ngay ở mẻ thứ nhất đến mẻ thứ 3 (COD dao động từ 129 – 99 mg/L) hiệu suất

thí nghiệm dao động từ 1361- 1620 mg/L, COD ra của bình bổ sung chế phẩm (CODra

đạt 92- 93%. Vi sinh vật đã thích nghi trong môi trường nước thải và năng lực xử lý nước

thải (VSV thích nghi sau 3 ngày). Từ mẻ thứ 4 đến 10 vi sinh vật ổn định CODra BSCP dao

động từ 80 – 56 mg/L, hiệu suất đạt 94 -96% và đạt tiêu chuẩn xả thải loại A theo QCVN

1600

1400

COD vao

1200

1000

40:2011/BTNMT.

L / g m

COD ra KBSCP

,

800

D O C

600

COD ra BSCP

400

200

0

0

2

4

8

10

6 Thời gian (ngày)

Hình 3.22. Đồ thị biểu diễn sự biến thiên COD trong các ngày thí nghiệm

91

100

90

80

)

%

(

70

60

D O C ý l

50

Hiệu suất xử lý COD KBSCP

40

Hiệu suất xử lý COD BSCP

30

ử x t ấ u s u ệ i h

20

10

0

0

2

4

6

8

10

Thời gian (ngày)

Hình 3.23. Đồ thị chỉ sự biểu diễn biến thiên hiệu suất xử lý COD trong các ngày thí nghiệm

Đối với bình không bổ sung chế phẩm COD (CODra KBSCP) sau xử lý dao động từ

720 – 406 mg/L của các mẻ từ 1- 4, hiệu suất xử lý COD đạt 56- 74%. Sau mẻ thứ 5 hiệu

suất của bình này đạt hiệu suất tương đối cao (70 – 80%), chứng tỏ vi sinh vật bản địa đã

phát triển và tổ hợp sinh khối để xử lý nước thải. Nhưng COD đầu ra của bình này dao

động 321 – 289 mg/L không đạt tiêu chuẩn xả thải so với QCVN 40: 2011/BTNMT. Điều

này chứng tỏ các vi sinh vật có sẵn trong nước thải và cũng phát triển theo thời gian xử lý

nhưng không được tuyển chọn các vi sinh vật chủ đạo nên khả năng xử lý nước thải

không cao. Điều đó khẳng định khi bổ sung chế phẩm sẽ làm giảm được thời gian xử lý

và xử lý triệt để hơn, nghĩa là chế phẩm vi sinh tạo ra từ luận án này có vai trò tăng

cường hiệu quả xử lý trên đối tượng nước thải giết mổ gia súc.

3.4.1.2 Năng lực xử lý nitơ tổng

Qua hình 3.24 cho thấy nitơ tổng (TN) đầu vào không dao động nhiều từ 152 – 185

mg/L. TN đầu ra của bình bổ sung chế phẩm có sự biến động lớn không giống COD đầu

ra (COD đầu ra luôn ổn định và đạt hiệu suất xử lý cao ở các thời gian). TN đầu ra thấp

nhất ở mẻ thứ 1 – 5. TN đầu ra dao động nhỏ từ 37 – 20 mg/L. Ở mẻ xử lý thứ 5 TN ra là

thấp nhất. Điều đó khẳng định thời gian lưu bùn kéo dài số lượng các vi sinh tăng lên, đã

có dấu hiệu sự tái nhiễm trong hệ thống xử lý. Sự tái ô nhiễm có thể là do khi nguồn thức

92

ăn hòa tan dễ đồng hóa cạn dần thì các vi sinh vật bắt đầu phân cắt các cơ chất không tan

để sinh trưởng và phát triển. Các vi sinh vật già chết đi trở thành nguồn hữu cơ tái nhiễm

làm tăng chỉ số TN quan trắc được. Trong khi đó TN đầu ra của bình không bổ sung chế

phẩm cao và cũng có khoảng biến thiên nhỏ từ 125 – 138 mg/L. Đối với bình không bổ

sung chế phẩm hệ vi sinh vật ít vì vậy lượng thức ăn dư thừa ở mức cao, protein dư thừa

Hình 3.24. Đồ thị chỉ biến thiên TN của bình bổ sung chế phẩm và bình không bổ sung chế phẩm

Hình 3.25. Đồ thị chỉ diễn biến nitơ đầu ra NO3+NO2 và NH4

bị phân cắt nhỏ giải phỏng ra NH3. Do đó TN đầu ra của bình KBSCP chủ yếu là N-NH4.

Hình 3.25 thể hiện diễn biến của N-NH4 bình bổ sung chế phẩm có xu hướng

giảm dần theo từng mẻ xử lý. Trong quá trình xử lý hiếu khi liên tục nên NH4 chuyển về

dạng NO2, NO3 . Đối với bình không bổ sung chế phẩm thì NH4 lại tăng dần lên theo các

mẻ xử lý và từ mẻ thứ 5 đến 10 thì N-NH4 giữ ổn định. Trong khí đó N- NO2, N- NO3

của cả 2 bình không có từ mẻ thứ nhất đến mẻ thứ 5. Từ mẻ thứ 6 thì N- NO3, N-NO2 của

bình bổ sung chế phẩm bắt đầu có và tăng dần theo các mẻ vì phản ứng là hiếu khí liên

tục nên giá trị N- NO3, N-NO2 không được xử lý [55]. Thời gian lưu bùn dải ảnh hưởng

93

đến hiệu suất xử lý TN và vi sinh vật chết bị phân giải cắt mạch và giải phóng NH3, NH4

Hình 3.26. Đồ thị biểu diễn biến thiên hiệu suất xử lý TN

[22].

Hình 3.26, cho thấy hiệu suất xử lý TN của bình không bổ sung chế phẩm là thấp

và chỉ đạt 10 – 30%. Điều đó chứng tỏ mật độ vi sinh trong nước thải thấp nên khả năng

xử lý kém. Trong khi hiệu suất xử lý TN của bình bổ sung chế phẩm cao. Đạt giá hiệu

suất cao nhất từ 76 – 86% khi bùn lưu trong 7 ngày, từ ngày thứ 7 đến ngày thứ 10, hiệu

suất xử lý TN giảm dần từ 66% xuống 57% do các vi sinh vật chết đi và xảy ra hiện

tượng phân hủy nội bào. Đã có nhiều công trình nghiên cứu về thời gian lưu bùn trong hệ

thống [64],[20] và cũng tương đồng với nghiên cứu của luận án.

Do đó các nghiên cứu tiếp theo sẽ khảo sát thời gian lưu bùn và tải lượng thức ăn

trên mật độ vi sinh vật sao cho thức ăn được chuyển hóa vào sinh khối là lớn nhất, theo

hướng tiếp cận phát triển công nghệ là “chuyển chất ô nhiễm thành nhiều sinh khối vi

sinh vật và phân ly thu sinh khối sớm cho mục tiêu tạo sản phẩm tái chế và giảm hiệu ứng

tái nhiễm do vi sinh vật già chết đi, để tránh phải xử lý nhiều vòng”.

3.4.1.3 Xác định MLSS qua các mẻ xử lý

Song song với việc xác định hiệu suất xử lý COD, giải pháp tách thu bùn sớm đặt

ra yêu cầu về đặc tính tạo bông bùn và kết lắng thuận lợi. Đặc tính này của chủng tuyển

chọn được xác định qua sự tăng trưởng sinh khối của bùn qua từng mẻ xử lý thông qua

việc xác định MLSS.

94

Hình 3.27. Đồ thị chỉ biến thiên chỉ số MLSS qua các ngày thí nghiệm

Kết quả được thể hiện ở hình 3.27 cả 2 bình có hàm lượng MLSS tăng dần lên

theo các mẻ và chỉ số SVI tỷ lệ nghịch với MLSS. MLSS tăng dần theo thời gian xử lý và

tăng từ 1.044 đến 3.143 mg/L. MLSS tăng nhanh ở các ngày đầu nhưng từ ngày thứ 6 đến

thứ 9 thì tăng chậm và ngày thứ 9 đến thứ 10 không khác nhau. SVI của cả bình bổ sung

chế phẩm đạt từ 115 đến 45 mL/g. Chỉ số SVI giảm theo các mẻ xử lý (thời gian lưu bùn

dài thì tạo mật độ vi sinh nhiều và bùn dễ lắng, tạo độ mịn của bùn). Chỉ số SVI trong

những mẻ đầu lớn (thời gian lưu bùn ngắn thì bùn khó lắng hơn, do tố độ sinh khối lớn).

Chỉ số SVI thấp cũng đồng nghĩa với bùn lắng tốt [20]. Đó là điều kiện thuận lợi trong

công nghệ tách thu bùn hoạt tính ngay trong quá trình xử lý, khi bùn non thì tốc độ lắng

chậm hơn. Hajiabdi và cộng sự đã nghiên cứu tuổi của bùn là 5, 10, 15, 20 ngày và ông

cũng chỉ ra thời gian lưu bùn từ 10 – 15 ngày cho chỉ số SVI là 41 – 44 mL/g, thời gian

lưu bùn 5 ngày cho SVI là 75 mL/g, thời gian lưu bùn 20 ngày thì chỉ số SVI là 50 mL/g

[51]. Kết quả của luận án cũng tương đồng với nghiên cứu của Hajiabdi.

Đối với bình không bổ sung chế phẩm thì nồng độ MLSS thấp hơn nhiều so với

bình bổ sung chế phẩm nhưng nồng độ bùn cũng tăng lên theo thời gian lưu bùn, tăng từ

310 đến 1947 mg/L. Chỉ số SVI của bình này cao thể hiện tốc độ lắng kém.

Từ kết quả thí nghiệm gián đoạn theo mẻ, đã mở ra cho luận án hướng nghiên cứu

tách bùn ngay trong quá trình xử lý và yêu cầu duy trì nồng độ bùn hoạt tính trong bể để

cải thiện hiệu quả xử lý; Trong đó việc xác định chế độ tách bùn sớm vừa nhằm để xác

lập trạng thái cân bằng cho hệ thống xử lý, vừa tách sớm lượng bùn già, để tránh hiện

tượng xử lý nhiều vòng. Cũng đồng nghĩa với việc giảm thời gian xử lý, giảm được giá

thành khi vận hành hệ thống.

95

3.4.1.4 Diến biến chất ô nhiễm theo thời gian xử lý của chế phẩm

Thí nghiệm được làm: Bùn hoạt tính lấy từ thí nghiệm trước để lắng 5 phút, chắt

1l nước trong ra, lấy 1 lít nước ở giữa, bỏ 1 lít nước dưới đáy bình. Tiếp tục bổ sung 2L

nước thải vào và bắt đầu 1 chu trình hoạt động mới của vi sinh vật (làm tương tự giống

như thí nghiệm trên). Sau khi hoạt động được 2 giờ bắt đầu lấy mẫu. Lấy mẫu liên tục

Hình 3.28. Đồ thị biến thiên chỉ số quan trắc COD theo thời gian xử lý

trong 12 giờ, khoảng cách mỗi lần lấy mẫu là 2h. Kết quả được thể hiện trên hình 3.28.

Qua hình 3.28, 3.29 thể hiện sự biến thiên của COD và TN theo thời gian xử lý.

Sau 2h xử lý giá trị COD, TN đã giảm được 49% và 48%. Sau 10h xử lý COD, TN đạt

hiệu suất 93%, 83% tương đương giá trị COD, TN sau xử lý là 60 mg/L, 15 mg/L. Sau

Hình 3.29. Đồ thị biến thiên của TN theo thời gian xử lý

12h xử lý hiệu suất xử lý COD, TN không thay đổi so với 10h xử lý đạt 93%, 83%.

96

Kết luận: Xác lập trạng thái cân bằng động của quá trình phản ứng là rất quan

trọng, kéo dài thời gian lưu nước sẽ dẫn đến chi phí đầu tư xây dựng ban đầu và chi phí

vận hành tăng cao. Thời gian lưu nước trong bình xử lý thuận lợi xác định được là 8- 10h,

đó cũng là tiền đề cho các thì nghiệm tiếp theo.

3.4.2 Xử lý nước thải giết mổ bằng phương pháp hiếu khí bán liên tục quy

mô 35 L

Với những kết quả nghiên cứu ở phần 3.4.1 luận án đưa ra kết luận: chế phẩm

thích hợp cho việc xử lý nước thải giết mổ. Trong quá trình xử lý thử nghiệm, luận án đã

cấp khí mãnh liệt, DO trong bình phản ứng luôn trong khoảng khoảng 4- 6mg/L, chế phẩm bổ sung 1 lần với mật độ vi sinh 104 CFU/mL, bùn hoạt tính cần tách càng sớm

càng tốt, nhằm cải thiện hiệu quả xử lý TN.

Do vậy, cần phải nghiên cứu thêm để hoàn thiện quy trình làm sạch nước thải ở

quy mô phòng thí nghiệm, để nâng cao hiệu suất và rút ngắn thời gian xử lý, có thể ứng

dụng ở quy mô lớn hơn về sau.

Hiệu suất xử lý (làm sạch nước) được xác định thông qua tỷ lệ phần trăm giữa

hàm lượng COD, TN giảm đi so với hàm lượng COD, TN ban đầu và xác định từ ngày

thứ 4 tính từ khi bắt đầu khởi động hệ thống (dựa vào nghiên cứu mục 3.4.1 đã khẳng

định thời gian thích nghi của vi sinh vật).

3.4.2.1 Chỉ số thể tích bùn lắng (SVI)

Chỉ số SVI nói lên chất lượng của bùn hoạt tính. Chỉ số SVI thấp chứng tỏ bùn

lắng tốt và bông bùn lớn tương đương chất lượng bùn càng tốt. Khi bùn ở dạng sợi gây

khó lắng, cần phải kiểm tra và có biện pháp xử lý thích hợp thường xảy ra khi hệ bị quá

tải các hợp chất hữu cơ. Nếu khai thác tốt đặc tính này trong một thiết bị có thiết kế phù

hợp, sẽ đáp ứng hiệu quả mục tiêu công nghệ đồng thời tận dụng được toàn bộ không

gian trong thiết bị (hạn chế góc chết), tiết kiệm diện tích và chi phí xây dựng hệ thống.

Chỉ số SV được theo dõi hàng ngày và cũng là chỉ số quyết định thời gian lắng

tách nước sau xử lý. Trong hệ thống xử lý nước thải, VSV có liên quan đến chỉ số SVI,

chỉ số SVI được sử dụng để chỉ thị đặc tính lắng của bùn. SVI lớn hơn 150 bùn khó lắng,

SVI dao động từ 80- 150 bùn lắng tốt, SVI nhỏ hơn 80 bùn lắng rất tốt [20][33][41]. Chỉ

số bùn lắng của bùn cũng là chỉ số quan trọng đánh giá hiệu quả xử lý của công nghệ

thông thường, SV được xác định trong 30 phút; Tuy nhiên, với yêu cầu tách thu bùn hoạt

tính sớm ngay trong công đoạn xử lý sinh học, nên trong nghiên cứu này luận án quan

97

trắc khả năng lắng của bùn thông qua các thời gian lắng ngắn hơn là: 5, 15, 30 phút. Kết

quả quan trắc được thể hiện trên hình 3.30 và bảng 3.11.

Xác định thể tích bùn lắng trong các khoảng thời gian khác nhau, thu được kết

quả như hình:

Hình 3.30. Hình ảnh minh họa của bùn lắng tại các thời điểm khác nhau

Bảng 3.11. Chỉ số SV, SVI thông qua thời gian lắng

Ban đầu 5 phút 15 phút 30 phút

Thời gian 5 phút 15 phút 30 phút

SV (mL) 90 80 75

% (Lắng so 83,3 93,7 100

với 30 phút)

SVI (ml/g) 60 53 50

Kết quả nghiên cứu thu được trên đã cho thấy thể tích bùn ở các thời điểm khác

nhau chênh lệch không đáng kể. Ở thời điểm 5 phút sau khi lắng, gần như toàn bộ lượng

bùn đã lắng xuống và chỉ còn những bông bùn nhỏ lơ lửng nhưng độ mịn của bùn chưa

cao và thể tích SV là 90 mL. Sau 15 phút các bông bùn lơ lửng lắng gần như hết và còn

rất ít các bông bùn nhỏ, nhìn cảm quan bùn đã mịn hơn thời điểm lắng trước, thể tích SV

lúc này là 80 mL. Nhưng sau 30 phút thì không còn bùn lơ lửng và các hạt bùn đã lắng

xuống hết và độ mịn của bùn lớn và nước là trong nhất, SV là 75 mL. Qua đây ta nhận

98

thấy trong các thời gian lắng khác nhau thì chỉ số SV cũng khác nhau nhưng không khác

nhau nhiều. Kết quả quan trắc thu được cho phép rút ra nhận xét: năng lực lắng của các

chủng thử nghiệm là rất tốt; Do đó, phương án tách bùn sớm ngay trong quá trình xử lý

sinh học là phương án có thể thực hiện được.

Do vậy đối với nghiên cứu tiếp theo luận án chọn các chủng kết lắng tốt để lựa

chọn dải công nghệ với thời gian lắng của bùn là 10 phút, nhằm hiện thực hóa mục tiêu

công nghệ là tách phần bùn có kích thước lớn ngay trong quá trình xử lý sinh học, các

bông bùn kích thước bé hơn được giữ lại trong bể và tiếp tục quá trình xử lý.

3.4.2.2 Ảnh hưởng của tải lượng đến hiệu suất xử lý

Ảnh hưởng của tải lượng COD

Qua hình 3.31 thể hiện sự biên thiên của COD đầu vào và đầu ra của hệ thống xử lý. Ở tải lượng COD từ 1,4 – 3,2 kg/m3/ngày COD đầu ra luôn ổn định từ 41 – 94 mg/Lvà đạt tiêu chuẩn xả thải theo QCVN 40:2011/BTNMT. Ở tải lượng từ 3,7- 3,9 kg/m3/ngày

Hình 3.31. Đồ thị biểu diễn biến thiên COD ở các tải lượng

COD đầu ra không đạt tiêu chuẩn xả thải và dao động từ 168 – 240 mg/L. Do đó hoạt động của hệ chịu được tải lượng COD dao động từ 1,4 – 3,2 kg/m3/ngày.

Kết quả trên hình 3.32 thể hiện ảnh hưởng của tải lượng COD đến hiệu suất xử lý COD. Tải lượng dao động từ 1,41 – 3,2 kg/m3/ngày thì hiệu suất xử lý đạt từ 94- 97%. Ở tải lượng từ 3,7 – 3,9 kg/m3/ngày hiệu suất đạt từ 81 – 90%. Ở tải lượng cao hiệu suất xử

lý giảm điều đó chứng tỏ vi sinh vật bị quá tải với thức ăn dư thừa. Do đó việc kiểm soát

99

và xác lập trạng thái cân bằng của hệ vi sinh vật là rất quan trọng và dễ dàng bộc lộ được

Hình 3.32. Đồ thị chỉ ảnh hưởng tải lượng đến hiệu suất xử lý COD

qua các kết quả xử lý thu được.

Vậy hệ này hoạt động và đạt hiệu quả tốt nhất ở tải lượng từ 1,4 – 3,2 kg/m3/ngày.

Ở tải lượng cao hơn hiệu suất xử lý thấp và dẫn đến hiện tượng bùn khó lắng vì bị dư

thừa thức ăn của vi sinh vật hay còn gọi là hiện tượng quá tải của hệ thống xử lý. Nghiên

cứu này cũng tương đồng với các nghiên cứu đã công bố [20][94][68].

Ảnh hưởng của tải lượng hữu cơ đến hiệu suất xử lý TN

Hình 3.33. Đồ thị biểu diễn biến thiên TN và hiệu suất xử lý TN

Hình 3.33 cho thấy hiệu suất xử lý TN đạt giá trị cao nhất (83 -88%) ở chế độ 1 với tải lượng 0,14- 0,19 kg/m3/ngày, Chế độ 2 tải lượng 0,19 – 0,26 kg/m3/ngày hiệu suất dao động lớn từ 79 – 86%. Chế độ 3 tải lượng 0,35 - 0,36 kg/m3/ngày hiệu suất giảm

xuống còn 65%.

100

Hình 3.34. Đồ thị biểu diễn biến thiên nồng độ nitrat, nitrit, amoni trong các chế độ thí nghiệm

chế độ. Chế độ 1 đầu ra của giá trị trên thấp và chủ yếu tập trung NO3

NO3

- thấp hơn hơn so với chệ độ 1 và chế độ 3. NH4 + tăng cao và dao động từ 15 – 38 mg/L. NO2

Hình 3.34 cho thấy diễn biến N- NH4 , N-NO3 , N-NO2 đầu ra dao động lớn ở cả 3 -, chế độ 2 có chỉ số + tăng lên ở chế độ 2 và 3, chế độ 3 - quan trắc được có sự dao động trong NH4

cả 3 chế độ.

Kết luận: xác lập trạng thái cân bằng động của hệ thống xử lý nước thải là vô

cùng quan trọng và tải lượng ô nhiễm vẫn là một chỉ tiêu quan trọng để đánh giá hiệu quả

xử lý chung của hệ thống. Đối với việc bổ sung chế phẩm đã được làm giảm được thời

gian khởi động của hệ thống và trong nghiên cứu này đã xử lý COD, TN ở tải lượng cao

và hiệu suất xử lý đạt yêu cầu xả thải.

Trong nghiên cứu này đã chứng minh được hoạt lực của các chủng bổ sung vào,

thời gian khởi động của hệ thống khi xử dụng chế phẩm vi sinh vật của luận án đã giảm

xuống ngưỡng còn 1 tuần. Các nghiên cứu công nghệ xử lý nước thải giết mổ không bổ

sung chế phẩm cho thời gian khởi động kéo dài từ 1-2 tháng và thời gian chạy thay đổi

chế độ vận hành cũng kéo dài do vi sinh vật cần thời gian thích nghi [32]. Theo nghiên

cứu của Pradyut Kundu và cộng sự đưa ra thời gian khởi động của hệ thống SBR xử lý

nước thải giết mổ gia súc là 120 ngày [59]. Nghiên cứu của Fang Ma thích nghi của chế

phẩm ứng dụng trong xử lý lý nước thải bằng phương pháp hiếu khí và ông đã đưa ra

được thời gian thích nghi của chế phẩm bổ sung cho hệ thống là 20 ngày và hệ không bổ

sung chế phẩm là 30 ngày [65]. Các chủng đã có hoạt lực sinh khối nhanh nên khả năng

cần nguồn cơ chất là lớn do đó trong nghiên cứu này đã đạt tải lượng từ 1,4–3,2

101

kg/m3/ngày và hiệu suất xử lý đạt COD 94- 97%. và 0,19 – 0,26 kg/m3/ngày và hiệu suất

đạt 79 – 86% đối với TN. Chế phẩm này xử lý được tải lượng COD và TN cao hơn các

nghiên cứu trước. Theo nghiên cứu của Phạm Thị Hải Thịnh và cộng sự xử lý nước thải chăn nuôi ở tải lượng COD, TN là 0,6 ± 0,3 kg-COD/(m3ngày) và 0,16 ± 0,06 kg-

N/(m3ngày) [15].

Trong nghiên cứu của luận án đã chỉ ra được thời gian lưu thủy lực của nước thải

trong các chế độ thí nghiệm từ 16,7h và giảm xuống đến ngưỡng 8 h vẫn cho hiệu suất xử

lý COD, TN cao với giá trị đo được là 96% - 85%, 86% - 66%; nghĩa là đã đạt được hiệu

quả xử lý khả quan so với các công trình nghiên cứu đã công bố trên.

3.4.2.3 Ảnh hưởng của MLSS đến hiệu suất xử lý

Với định hướng phát triển giải pháp công nghệ có tách phân ly phần bùn hoạt tính kích thước lớn tự lắng được ra khỏi hệ thống ngay trong quá trình xử lý sinh học, nhưng

do điều kiện thiết bị không chế tạo được trong quy mô phòng thí nghiệm, nên luận án đã lựa chọn giải pháp đánh giá thay thế là nghiên cứu nồng độ MLSS còn lại trong bể, để

cho hiệu suất xử lý là tốt nhất (Vì các chủng vi sinh vật tuyển chọn được là chủng hiếu khí hoàn toàn, nên không thể dừng thời gian sục khí kéo dài, để hạn chế làm giảm hoạt lực của chủng vi sinh vật.

Ảnh hưởng của chỉ số MLSS đến hiệu suất xử lý COD

Hình 3.35. Đồ thị chỉ biến thiên MLSS và hiệu suất xử lý COD

Kết quả được thể hiện trên hình 3.35

102

Qua hình 3.35 cho thấy hiệu suất xử lý COD luôn đạt từ 94 – 97% khi nồng độ

MLSS trong hệ duy trì từ 900 – 1700 mg/L. Khi nồng độ MLSS giảm còn 700 – 800 thì

hiệu suất xử lý COD bắt đầu giảm và giảm xuống dải 90- 84%. Điều đó cho thấy khi

nồng độ bùn nhỏ có nghĩa mật độ vi sinh ít, tỷ số F/M lớn dẫn đến sự dư thừa thức

ăn[49][50], làm cho hiệu suất xử lý COD chung của hệ thiết bị sẽ bị giảm. Nghiên cứu

này sẽ bổ trợ cho quá trình kiểm soát và vận hành công nghệ pilot ngoài hiện trường

Hình 3.36. Đồ thị chỉ biến thiên MLSS và hiệu suất xử lý TN

Ảnh hưởngcủa chỉ số bùn MLSS đến hiệu suất xử lý TN

Qua hình 3.36 thể hiện nồng độ MLSS ảnh hưởng lớn đến hiệu suất xử lý TN.

MLSS dao động từ 1350-1600 mg/L hiệu suất xử lý TN đạt từ 69-74%, khi nồng độ

MLSS giảm xuống từ 790-850 thì hiệu xuất xử lý TN giảm xuống còn 66-71%. Khi nồng

độ MLSS đạt từ 900-1000 thì hiệu suất xử lý TN đạt hiệu suất cao nhất là 80 – 86%.

3.4.2.4 Đánh giá chất lượng bùn thải

Nguyên tắc xác định và phân tích thành phần của bùn thải ra. Bùn được lấy ra làm

phân tích ngay và không để quá 4 giờ sau khi lấy mẫu.

Bùn được tháo ra và lọc trên bộ lọc hút chân không với kích thước lỗ lọc 0,45µm (giấy lọc của Merk), sau khi lọc xong mang đi sấy ở 105 oC đến khối lượng không đổi,

cân xác định hàm lượng MLSS trong bể. Lấy 1 g bùn sấy khô mang đi phá mẫu để xác

103

định TN, TOC (xác đinh theo phương pháp xác định TN trong mẫu đất). Kết quả được

Bảng 3.12. Chất lượng của bùn trong bể thí nghiệm quy mô 35L

thể hiện trên bảng 3.12

Số điểm 1 2 3 4

Lưu lượng vào (l/h) 1,2 1,5 2 2,5

Thể tích hữu ích (L) 20 20 20 20

Thời gian lưu nước (giờ) 16,7 13,3 10 8

COD ra (mg/L) 50 ± 15 78 ± 13 75 ± 12 180 ± 25

1480 ± 120 1380 ± 150 1350 ± 210

COD vào (mg/L) 1400 ± 190 Tải lượng COD (kg/m3/ngày) 1,4 ± 0,15 2,1 ± 0,2 2,8 ± 0,19 3,6 ± 0,2

TN ra (mg/L) 21 29 ± 2 30 ± 3 75 ± 6

161 ± 15 160 ± 19 178 ±15 179 ± 14

TN vào (mg/L) Tải lượng TN (kg/m3/ngày) 0,16 ± 0,02 0,24 ± 0,03 0,27 ± 0,02 0,36 ± 0,01

MLSS (mg/L) 1050 ± 60 930 ± 105 890± 70 890± 70

MLVSS (mg/L) 871±12 781±11 774± 21 765± 18

MLVSS/MLSS (%) 84 ± 2 87 ± 2 86 ± 4 83 ± 3

Bùn thải tách ra (g/ngày) 6 ± 2 10 ± 2 18 ± 1 23± 3

Tổng bùn sinh ra 27 ± 2 35 ± 2 42 ± 1 49 ± 3

SVI 66 ± 2 66 ± 2 66 ± 2 190 ± 22

78 82 75 %TOCMLSS trong 1 g bùn thải 80

10 14 14 12 %TN trong 1 g bùn thải

TN trong bùn thải mg/g 160 158 163 95

Qua bảng 3.12 cho thấy chất lượng của bùn thải đạt được như mong muốn và đủ

điều kiện để lên men tạo phân bón vi sinh với hàm lượng hữu cơ. TN trong bùn thải

chiếm 10 – 14% và TOC chiếm 75 – 82%. Theo nghiên cứu của F.Dilek và công sự đã

đưa ra kết luận về cấu trúc của bông bùn hoạt tính. Khi nước thải đầu vào có tỷ lệ C/N

(COD/TN) nhỏ thì bùn hoạt tính có tỷ lệ protein cao và ngược lại nếu C/N lớn thì bùn

hoạt tính chủ yếu ở dạng hydratcacbon [44][61][86][56].

3.5 Thử nghiệm năng lực xử lý của chế phẩm ngoài hiện trường trên mô hình xử lý quy mô pilot 20 m3/ngày

3.5.1 Theo dõi giai đoạn khởi động của hệ thống

104

Hệ thống được khởi động với nước thải ban đầu cấp 4 m3/ngày và bổ sung mật độ chế phẩm là 104 CFU/mL trong 1 ngày. Sau đó dừng cấp nước thải và chỉ vận hành máy

sục khí. Theo dõi pH và DO và các chỉ số COD, TN (ngày lấy mẫu 1 lần). Lấy mẫu phân

tích khi nào thấy giá trị COD giảm được khoảng 80% sau đó tiếp tục cấp nước thải và bắt đầu chạy bơm cấp nước liên tục và tăng dần lưu lượng đến khi đạt 10 m3/ngày thì kết

thúc thời gian khởi động và bắt đầu tính hiệu suất xử lý của hệ thống. Trong thời gian

khởi động số lần lấy mẫu theo dõi là 2 ngày/lần. Các chỉ số theo dõi vận hạnh thời gian

khởi động của hệ thống được thể hiện trên hình 3.37 và 3.38.

Qua hình 3.37 thể hiện giá trị pH của hệ trong gian đoạn khởi động luôn cao và

không ôn định. pH cao là do trong giai đoạn khởi động chỉ xử lý ở tại lượng thấp nên

không xử lý được hết lưu lượng nước thải ra của cơ sở và nó phải lưu lại trong bể điều

hòa, ở đây các protein bị phân hủy yếm khí nên giải phỏng ra NH3 nên pH trong giai đoạn

này tăng cao. Sau khi khởi động được 10 ngày thì pH đã giảm xuống và đạt 7,13 và ổn

định trong khoảng 7,13 – 7,2. Chỉ số DO cũng không ổn định trong các ngày khởi động

nhưng chỉ số DO tăng dần theo thời gian khởi động. Qua thông số pH và DO cho thấy hệ

Hình 3.37. Đồ thị chỉ diễn biến pH, DO trong gian đoạn khởi động hệ thống

vi sinh vật trong hệ thống đã bắt đầu hoạt động ổn định và đạt trạng thái cân bằng.

105

100

90

80

%

70

60

50

, t ấ u s u ệ i H

HSXL COD

40

HSXL TN

30

20

10

0 0 8

Hình 3.38. Đồ thị chỉ biến thiên hiệu suất xử lý COD, TN trong gian đoạn khởi động hệ thống

6 4 2 Thời gian lấy mẫu, 2 ngày/lần

Biến thiên của COD và TN trong giai đoạn khởi động là không ổn định thay đổi

cao thấp theo từng thời điểm. Điều đó khẳng định cần có thời gian khởi động và kích hoạt

các hoạt lực của vi sinh vật là rất cần thiết. Qua hình 3.38 nhận thấy giá hiệu suất xử lý

của COD và TN luôn dao động trong khoảng rộng từ 81 – 95% và 59 – 72%. Ngày thứ

14 thì các chỉ số COD và TN đã đạt tiêu chuẩn xả thải loại B của QCVN 40:

2011/BTNMT. Do đó có thể nói hệ thống xử lý đã kết thúc giai đoạn khởi động và vi sinh

vật đã thích nghi và thể hiện năng lực xử lý nước thải giết mổ gia súc.

Kết quả thử nghiệm thu được trên đã cho thấy việc bổ sung thêm chế phẩm vi sinh

vật từ luận án đã cho phép rút ngắn thời gian khởi động của hệ thống, trong đó bao gồm

cả lợi thế sử dụng chủng vi sinh vật bản địa nên thích nghi nhanh hơn. Chế phẩm sẽ phù

hợp với đặc tính nước thải giết mổ gia súc hay có sự cố trong công nghệ vì lượng kháng

sinh dùng trong thú ý là rất lớn, gia súc cũng hay bị mắc dịch bệnh mà đầu vào giết mổ

không kiểm soát được và đồng thời có đợt khử trung khu vực nhốt tạm. Do đó sẽ ảnh

hưởng đến môi trường sống của vi sinh vật. Chế phẩm sẽ đáp ứng được nhu cầu khắc

phục hệ thống xử lý nhanh và hiệu quả lớn.

3.5.2 Theo dõi vận hành của hệ thống khi ổn định.

Sau khi hệ thống được khởi động và vi sinh vật được thích nghi chúng tôi tiếp tục

xác lập trạng thái vận hành của hệ thống (tăng dần lưu lượng nước xử lý). Với muc tiêu

106

theo đuổi là tách nhanh sinh khối ngay trong quá trình xử lý, do đó trong quá trình vận

hành hệ thống bể năm chức năng đã có phần lắng kết hợp ngay trong bể do đó bùn to và

dễ lắng sẽ được tách ra khỏi vùng xử lý hiếu khí. Bùn được tách ra qua van xả đáy của

vùng lắng và bùn cũng được định kì 1 lần/ngày tháo ra. Bể năm chức năng đã khắc phục

được hết các hạn chế trong quá trình làm thí nghiệm quy mô phòng thí nghiệm. Bể được

hoạt động liên tục đã giảm được hiện tượng trào bọt như quá trình làm quy mô theo mẻ

và ức chế được đa số sự phát triển của chủng nitrat hóa và đề nitrat hóa vì pH hoạt động

trong bể luôn được khống chế trong khoảng pH từ 6,0 – 7, đây là khoảng pH ức chế

chủng Nitrosomonas, Nitrobacter và hoạt động ở điều kiện hiếu khí mãnh liệt cũng ức

chế vi khuẩn đề nitrat. Hệ thống được nắp bộ điều chỉnh pH tự động và DO luôn duy trì

trong bể 4- 7 mg/L.

Kết quả hiệu suất xử lý của hệ pilot được thể hiện trên các mục sau:

Hình 3.39. Đồ thị chỉ biến thiên pH và DO trong bể tích hợp chức năng

3.5.2.1 Biến thiên pH và DO trong bể tích hợp chức năng

Qua hình 3.39 cho thấy giá trị pH luôn ổn định trong bể và dao động trong

khoảng 6,6 – 6,9 đồng thời DO cũng đạt ngưỡng cao trong khoảng 5,0 – 7,5. Chỉ

số pH và DO nói lên hoạt động của hệ vi sinh vật và chất lượng nước sau xử lý.

107

Hình 3.40. Đồ thị chỉ diễn biến hiệu suất xử lý COD và COD đầu ra

3.5.2.2 Biến thiên của COD trong hệ thống pilot

Hiệu suất xử lý COD và diễn biến giá trị COD đầu ra trong hệ pilot đạt từ 95-97%

và giá trị đầu ra khá ổn định dao động từ 80 – 149 mg/L và đạt tiêu chuẩn xả thải loại B,

theo QCVN 40:2011/BTNMT. Trong phần thử nghiệm ngoài hiện trường, giá trị COD

đầu ra của nước thải được kiểm sát ở ngưỡng lớn hơn giá trị COD trong phòng thí

nghiệm, do mục tiêu của đề tài xử lý đạt tiêu chuẩn xả thải loại B và với yêu cầu tiết giảm

giá thành vận hành xử lý. Kết quả giá trị COD được thể hiện trên hình 3.40.

3.5.2.3 Hiệu quả xử lý T-N

Kết quả thử nghiệm thu được trên đã cho thấy hiệu suất xử lý TN của hệ pilot

hiện trường cao và cao hơn khi xử lý ở quy mô nhỏ trong phòng thí nghiệm. Nguyên

nhân có thể được giải thích là trên mô hình nghiên cứu quy mô phòng thí nghiệm vẫn bị 1

thời gian ngắn dừng lại để tách bùn và khi tách bùn thì không tách được hết, nên vẫn còn

những vi sinh vật già bị chết làm xuất hiện tái ô nhiễm, làm tăng thêm tải trọng thải cần

phải xử lý. Trong quy mô hiện trường thì bể tích hợp chức năng đã tách được bông bùn

lớn dễ lắng và trong hệ còn các vi sinh vật đang trong giai đoạn sinh trưởng (những bùn

này có bông nhỏ mịn và khó lắng hơn những bông bùn già).

108

Kết quả xử lý T-N trên hệ thiết bị pilot được thể hiện trên hình 3.41 Hiệu suất xử

lý T-N cao và đạt trong khoảng 83 - 93%. Như vậy, ngay trên mô hình xử lý PILOT

dường như cũng cho thấy, chất lượng xác lập chế độ công nghệ có ảnh hưởng lớn đến

hiệu suất xử lý; Từ đó đặt ra bài toán lớn trong phát triển giải pháp công nghệ, trong

Hình 3.41. Đồ thị biểu diễn hiệu suất xử lý T-N

trường hợp cần nâng cấp mở rộng lên quy mô xử lý lớn hơn sau này.

Tuy khi vận hành mô hình pilot có biến động lớn về tải trọng và tỉ lệ COD/T-N,

nhưng hiệu quả xử lý và tính ổn định của hệ thống vẫn đạt được. Điều này, chứng tỏ rằng

hệ thống trong nghiên cứu này có khả năng đáp ứng rất tốt với sự thay đổi nhất định về

tải trọng và tỉ lệ COD/T-N. Điều này có ý nghĩa quan trọng trong vận hành và kiểm soát

hệ thống, đặc biệt là trong điều kiện Việt Nam đòi hỏi hệ thống phải đơn giản trong vận

hành và kiểm soát hệ thống dễ dàng mà không cần các hệ thống điều khiển, kiểm soát quá

Hình 3.42. Đồ thị biểu diễn các thành phần nitơ trong nước thải đầu ra

trình quá phức tạp.

109

+ và N- Các thành phần nitơ trong nước thải đầu ra, hình 3.42. Nồng độ N-NH4 -, N- NO2 trong nước thải đầu ra thấp, như đã giải thích ở trên do trong quá trình

NO3

vận hành duy trì được các điều kiện để tối ưu cho cả quá trình nitơ nằm trong sinh khối

và tách sinh khối ra khỏi hệ thống. Chế phẩm này phù hợp cho áp dụng công nghệ bể

tích hợp chức năng.

Trên cơ sở phân tích hiệu quả xử lý chất hữu cơ, nitơ của mô hình tổng thể xử lý

nước thải giết mổ gia súc có thể rút ra nhận xét sau:

- Mô hình tổng thể xử lý nước giết mổ gia súc đã xây dựng nêu trên có sử dụng

chế phẩm vi sinh BioL tạo ra từ luận án đủ năng lực xử lý hiệu quả cả 2 chỉ số

là TN và COD.

- Hiệu suất xử lý: COD 95 - 98% và TN 83- 93%. Xét về hàm lượng chất ô

nhiễm COD, TN nước thải sau xử lý (chứa 85mg/L COD; 32,54 mg/L TN) đạt

TC B của QCVN 40:2011/BTNMT về COD và TN.

110

KẾT LUẬN

1 Từ các mẫu nước thải của 2 cơ sở giết mổ đã phân lập, tuyển chọn được 3 chủng

vi khuẩn Bacillus có các đặc tính tích tụ sinh khối nhanh, năng lực đồng hóa cơ chất đa

dạng, tạo bông bùn kết lắng thuận lợi và có năng lực xử lý làm giảm nhạn chỉ số ô nhiễm

COD của nước thải giết mổ gia súc.

2 Bằng phương pháp sinh học phân tử và theo đặc điểm hình thái, sinh lý, sinh hoá

và trình tự gen 16S rDNA của chủng, đã định tên 3 chủng thu được là: Bacillus velezensis

M2, Bacillus mojavensis C1 và Bacillus mojavensis C8.

3 Đã xác định được thành phần môi trường và điều kiện lên men thu sinh khối của

các chủng: Chủng B. velezensis M2: môi trường NA (3g/L cao thịt, 10g/L pepton, 5g/L

NaCl), pH 6,5, lượng khí cấp 1,25 v/v/p, tỷ lệ cấp giống 5% v/v, thời gian lên men thu

sinh khối là 24 giờ. Chủng B. mojavensis C1: môi trường NA (3g/L cao thịt, 10g/L

pepton, 5g/L NaCl, pH 7,5, lượng khí cấp 1,25 v/v/p, tỷ lệ cấp giống 5% v/v, thời gian

lên men thu sinh khối là 22 giờ. Chủng B. mojavensis C8: môi trường NA (3g/L cao thịt,

10g/L pepton, 5g/L NaCl, pH 7,0, lượng khí cấp 1,25 v/v/p, tỷ lệ cấp giống 3% v/v, thời

gian lên men thu sinh khối là 26 giờ.

4 Đã xây dựng được quy trình lên men và tạo chế phẩm hỗn hợp BioL từ 3 chủng

tuyển chọn được là B. velezensis M2, B. mojavensis C1 và B. mojavensis C8 với mật độ tế bào ≥ 109 CFU/g và bảo quản chế phẩm tốt nhất ở kết quả chỉ ra điều kiện bảo quản ở nhiệt độ thấp ở 4oC hoặc ở nhiệt độ thường 25 – 30oC đều thích hợp với bảo quản chế phẩm cho mật độ vi sinh đều giảm nhẹ nhưng vẫn đạt ≥ 109Cfu/g, độ ẩm khá ổn định,

đảm bảo chất lượng của một một chế phẩm vi sinh theo quy định TCVN 4884.2005 để áp

dụng vào xử lý nước thải trong thực tế.

5 Đã thử nghiệm xây dựng được chế độ công nghệ xử lý nước thải giết mổ gia súc

quy mô phòng thí nghiệm, với:

+ Quy mô xử lý gián đoạn bình 5L, gồm: hiệu quả lý COD đạt 94 – 96%, TN đạt

76 – 86%, sau thời gian thích nghi 3 ngày của chế phẩm và thời gian xử lý trong 10 giờ,

chất lượng nước thải sau xử lý đạt ngưỡng cột B, theo QCVN 40:2011/BTNMT.

+ Quy mô xử lý gián đoạn bình 35L, gồm: hiệu quả lý COD đạt 94 - 97%, TN đạt 79

– 86% (TN tích tụ trong sinh khối vi sinh vật chiếm 10 – 14% tổng lượng bùn, tính theo

111

gam bùn khô), sau thời gian xử lý 10 giờ, chất lượng nước thải sau xử lý đạt ngưỡng cột

B, theo QCVN 40:2011/BTNMT.

6 Đã thử nghiệm ứng dụng chế phẩm BioL để vận hành mô hình xử lý nước thải giết mổ trâu bò ngoài hiện trường thực tế, quy mô dung tích bể xử lý 20 m3/ngày, bổ sung chế phẩm khi vận hành khởi động hệ thống là 2 lần, với lượng chế phẩm bổ sung mỗi lần là 104CFU/mL (tương ứng 10g chế phẩm/m3), thời gian vận hành khởi động đạt trạng thái xử lý ổn định sau 14 ngày, mô hình đủ năng lực xử lý ô nhiễm đạt tải trọng và kiểm sát chất lượng nước thải đầu ra đạt ngưỡng cột B, theo QCVN 40:2011/BTNMT.

112

4 KIẾN NGHỊ

Tiếp tục nghiên cứu và phát triển quy trình công nghệ làm phân vi sinh sử dụng

bùn hoạt thải làm phân vi sinh.

Tiếp tục nghiên cứu hoàn thiện chế phẩm vi sinh vật và công nghệ xử lý nước thải

giết mổ gia súc quy mô lớn hơn và nhân rộng trong các cơ sở giết mổ gia súc.

113

5 DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH ĐÃ CÔNG BỐ

CỦA LUẬN ÁN

1. Trần Thị Thu Lan, Nguyễn Văn Cách, Trần Thị Hồng Hương, Đỗ Tiến Anh,

(2015) “Phân lập và tuyển chọn chủng vi sinh vật có khả năng phân giải protein,

tạo sinh khối lớn và ứng dụng trong xử lý nước thải giết mổ gia súc”, Tạp chí Tài

nguyên và Môi trường 24, p 33-35.

2. Trần Thị Thu Lan, Nguyễn Văn Cách, Lê Thị Hương (2016) “Phân lập, tuyển

chọn chủng vi khuẩn hiếu khí có khả năng ứng dụng trong xử lý nước thải giết mổ

gia súc”, Tạp chí Nông nghiệp và phát triển nông thôn 17, p 75-81.

3. Tran Thi Thu Lan, Nguyen Van Cach, Tran Thị Hong Huong, Le Thi Huong

(2016) “Study on the growth of Bacillus velezensis M2 and applying it for

treatment of cattle slaughterhouse wastewater”, Journal of Science and

Technology, Tạp chí Khoa học và Công nghệ, Viện Hàn lâm Khoa học và Công

nghệ Việt Nam 54- 4A, p 213-220.

114

6 TÀI LIỆU THAM KHẢO

Tiếng việt

[1] AGROINFO (2014), Báo cáo ngành thịt Việt Nam năm 2014 triển vọng

2015, bộ nông nghiệp và phát triển nông thôn.

[2] Bộ tài nguyên và môi trường (2011), Kiểm tra lò mổ lợn xả thẳng nước bẩn

ra môi trường.

[3] Dương Thị Thu Hằng (2015), Nghiên cứu xử lý nước thải giết mổ và chế

biến gia súc bằng công nghệ xử lý sinh học kị khí kết hợp màng vi lọc

AnMBR, đề tài Sở Khoa học và Công nghệ Hà Nội.

[4] Đỗ Tiến Anh (2015), Nghiên cứu ứng dụng và phát triển mô hình công nghệ

tích hợp tiên tiến có tận thu và sử dụng năng lượng tái tạo để xử lý hiệu quả,

bền vững nguồn thải hỗn hợp rắn - lỏng từ các lò giết mổ tập trung, đề tài KC 08/11-15.

[5] Lê Gia Hy (2010), Công nghệ vi sinh vật xử lý chất thải, Nhà xuất bản giáo

dục Việt Nam.

[6] Lê Xuân Phương (2008) VI sinh vật học môi trường, Đại học Bách khoa Đà

Nẵng.

[7] Lê Công Nhất Phương (2012), xử lý ammoniom trong nước thải giết mổ

bằng việc sử dụng kêt hợp quá trình nitrit hóa một phần/anmmax, Tạp chí sinh học, 34, 105–110.

[8] Lê Ngọc Tú, Hóa sinh công nghiệp, Nhà xuất bản Khoa học và kỹ thuật

[9] Nguyễn Văn Cách (2010), Nghiên cứu ứng dụng công nghệ vi sinh vật và hệ thống thiết bị tiết kiệm năng lượng để xử lý nước thải sinh hoạt đô thị, đề tài

KC04.

[10] Nguyễn Văn Cách (2016), Nghiên cứu giải pháp công nghệ thích ứng để xử

lý chất thải làng nghề sản xuất tinh bột dong đao tại xã Minh Quang, huyện

Ba VÌ, TP Hà Nội, đề tài Sở Khoa học và Công nghệ Hà Nội.

[11] Nguyễn Lân Dũng (1983), Thực tập vi sinh vật học, nhà xuất bản Đại học

chuyên nghiệp Hà Nội.

[12] Nguyễn Phạm Hà (2012), Ngiên cứu các giải pháp công nghệ thân thiện môi

trường nhằm nâng cấp chất lượng xử lý nước thải, đề tài Bộ Tài nguyên môi

115

trường - Cục bảo vệ môi trường.

[13] Nguyễn Hồng Khánh (2008), Nghiên cứu xử lý nước thải lò mổ gia súc, gia

cầm tập trung bằng kỹ thuật sinh học , đề tài Viện Hàn lâm Khoa học và

Công nghệ Việt Nam.

[14] Ngô Thị Phương Nam., Phạm Khắc Liệu., Trịnh Thị Giao Chi (2008),

Nghiên cứu xử lý nước thải giết mổ gia súc bằng quá trình sinh học hiếu khí

thể bám trên vật liệu polyme tổng hợp, tạp chí Khoa học Đại học Huế. 48 trang 125 -134.

[15] Phạm Thị Hải Thịnh, Phan Đỗ Hùng, Trần Thị Thu Lan (2012), Xử lý đồng

thời hữu cơ và nitơ trong nước thải chăn nuôi lợn bằng phương pháp SBR:

ảnh hưởng của chệ độ vận hành và tỷ lệ giữa cacbon hữu cơ và nitơ,Tạp chí

khoa học và Công nghệ - Viện Hàn lâm Khoa học và Công nghệ VIệt Nam,

50 (2B), 152.

[16] Trần Liên Hà, Đặng Ngọc Sâm (2006), Phân lập tuyển chọn Bacillus để xử lý hồ bị ô nhiễm, Hội nghị khoa học lần thứ 20 - kỷ niệm 50 năm thnahf lập trường Đại học Bách khoa Hà Nội.

[17] Trần Liên Hà (2015), Bể tích hợp năm chức năng và điều chỉnh để xử lý nước thải để xây dựng mô hình xử lý nước thải làng nghề sản xuất bánh đa và miến tại thôn me, xã Tân Hòa, huyện Hưng Hà, đề tài Cục Sở hữu trí tuệ.

[18] Trần Văn Nhân (2005), Giáo trình công nghệ xử lý nước thải, nhà xuất bản

Khoa học và kỹ thuật

[19] Võ Hồng Thi, Nguyễn Hoàng Mỹ (2012) Hoạt tính protease của một số chủng Bacillus từ nước thải chế biến thủy sản, tạp chí Khoa học ĐHQGHN,

Khoa học Tự nhiên và Công nghệ. 28 trang 116 -124.

Tiếng anh

[20] Adav SS., Lee D-J., Lai J-Y (2010) Potential cause of aerobic granular

sludge breakdown at high organic

loading rates, Appl Microbiol

Biotechnol, 85, 1601–1610.

[21] Ahmad J (2013) Biogas from Slaughterhouse Waste: Towards an Energy

Self-Sufficient Industry with Economical Analysis in India. J Microb

Biochem Technol. doi: 10.4172/1948-5948.S12-001

[22] Akpor OB., Momba MNB., Okonkwo JO., Coetzee MA (2008) Nutrient

116

removal from activated sludge mixed liquor by wastewater protozoa in a

laboratory scale batch reactor. Int J Environ Sci Technol, 5, 463–470.

[23] Al-Mutairi NZ (2009) Aerobic selectors in slaughterhouse activated sludge

systems: A preliminary investigation. Bioresour Technol, 100, 50–58.

[24] Al-Mutairi NZ., Al-Sharifi FA., Al-Shammari SB (2008) Evaluation study

of a slaughterhouse wastewater treatment plant including contact-assisted

activated sludge and DAF. Desalination, 225, 167–175.

[25] Amenu D (2014) Characterization of Wastewater and Evaluation of the

Effectiveness of. World J Life Sci Res, 1, 1–11.

[26] Anonymous Role of microorganisms in wastewater treatment.

[27] Asselin M., Drogui P., Benmoussa H., Blais JF (2008) Effectiveness of

electrocoagulation process

in removing organic compounds

from

slaughterhouse wastewater using monopolar and bipolar electrolytic cells.

Chemosphere, 72, 1727–1733.

[28] Bacon CW., Hinton DM (2011) Bacteria in Agrobiology: Plant Growth

Responses. 21–40.

[29] Barnard JL., Stensel HD (1888) the Activated Sludge Process in Service of

Humanity.

[30] Bartrolí A., Carrera J., Pérez J (2011) Bioaugmentation as a tool for improving the start-up and stability of a pilot-scale partial nitrification biofilm airlift reactor. Bioresour Technol, 102, 4370–4375.

[31] Bazrafshan E., Mostafapoor FK., Soori MM., Mahvi AH (2012) Application

of combined chemical coagulation and electro-coagulation process for carwash wastewater treatment. Fresenius Environ Bull, 21, 2694–2701.

[32] Blazy V., de Guardia A., Benoist JC., Daumoin M., Lemasle M., Wolbert D, Barrington S (2014) Odorous gaseous emissions as influence by process

condition for the forced aeration composting of pig slaughterhouse sludge.

Waste Manag, 34, 1125–1138.

[33] Buchanan JR., Seabloom RW (2004) Aerobic Treatment of Wastewater and

Aerobic Treatment Units. Univ Curric Dev Decentralized Wastewater

Manag, 1–27.

[34] Budiyono IN., Widiasa IN., Johari S., Sunarso (2011) Study on

117

Slaughterhouse Wastes Potency and Characteristic for Biogas Production.

Internat J Waste Resourcs, 1, 4–7.

[35] Bugallo PMB., Andrade LC., De la Torre MA., López RT (2014) Analysis

of the slaughterhouses in Galicia (NW Spain). Sci Total Environ, 481, 656–

661.

[36] Bustillo-Lecompte CF., Mehrvar M (2015) Slaughterhouse wastewater

characteristics, treatment, and management in the meat processing industry: A review on trends and advances. J Environ Manage, 161, 287–302.

[37] Bustillo-Lecompte CF., Mehrvar M., Quiñones-Bolaños E (2013) Combined anaerobic-aerobic and UV/H 2 O 2 processes for the treatment of synthetic slaughterhouse wastewater. J Environ Sci Heal Part A, 48, 1122–1135.

[38] Caixeta CET., Cammarota MC., Xavier AMF (2002) Slaughterhouse

wastewater treatment: Evaluation of a new three-phase separation system in a UASB reactor. Bioresour Technol, 81, 61–69.

[39] Cantwell.J., Nicol J., Schepp C., Kezar K (2006) Water and Wastewater

Energy Best Prctice Guidebook. Sci. Appl. Int. Corp. Wisconsin

[40] Cao W., Mehrvar M (2011) Slaughterhouse wastewater treatment by combined anaerobic baffled reactor and UV/H2O2 processes. Chem Eng

Res Des, 89, 1136–1143.

[41] Castro-Barros CM (2013) Guideline for granular sludge reactor design.

SANITAS Tech Reports Ser Model, 10, 18.

[42] Choi SM., Park MH., Jung TS., Moon KH., Kim KM., Kang JS (2011) Characterization of Bacillus mojavensis KJS-3 for industrial applications. Arch Pharm Res, 34, 289–298.

[43] Cristian O (2010) Characteristics of the Untreated Wastewater Produced By Food Industry. Analele Univ din Oradea Fasc Mediu, XV, 709–714.

[44] Dilek Sanin F., Vatansever A., Turtin I., Kara F., Durmaz B., Sesay ML

(2006) Operational conditions of activated sludge: Influence on flocculation

and dewaterability. Dry Technol, 24, 1297–1306.

[45] Eikelboom DH (2000) Process control of activated sludge plants by

microscopic investigation. 156.

[46] Farzadkia M., Vanani AF., Golbaz S., Sajadi HS., Bazrafshan E (2016)

118

Characterization and evaluation of treatability of wastewater generated in

khuzestan livestock slaughterhouses and assessing of their wastewater

treatment systems. Glob Nest J, 18, 108–118.

[47] Fuchs W., Binder H., Mavrias G., Braun R (2003) Anaerobic treatment of

wastewater with high organic content using a stirred tank reactor coupled

with a membrane filtration unit. Water Res, 37, 902–908.

[48] Gallert C., Winter J (2005) Bacterial Metabolism in Wastewater Treatment

Systems. Environ Biotechnol. doi: 10.1002/3527604286.ch1

[49] Giesen A., Thompson A (2013) Aerobic granular biomass for cost- effective

, energy efficient and sustainable wastewater treatment. 7th Eur Waste

Water Manag Conf, 13.

[50] Grady CPL., Daigger GT., Lim HC (1999) Biological wastewater treatment.

Hazard Waste, October, 1076.

[51] Hamza U., Mohammed I., Ibrahim S (2009) Kinetics of Biological from Petroleum Refinery

Reduction of Chemical Oxygen Demand wastewater. Researcher, 1, 16–17.

[52] Herrero M., Stuckey DC (2015) Bioaugmentation and its application in

wastewater treatment: A review. Chemosphere, 140, 119–128.

[53] Hong Z., Rong X., Cai P, Dai K., Liang W., Chen W., Huang Q (2012) Initial adhesion of Bacillus subtilis on soil minerals as related to their surface properties. Eur J Soil Sci, 63, 457–466.

[54] Huang Q, Wu H, Cai P, Fein JB, Chen W (2015) Atomic force microscopy measurements of bacterial adhesion and biofilm formation onto clay-sized particles. Sci Rep, 5, 16857.

[55] James E. Alleman (2011) Activated Sludge Process Control: Training

Manual for Wastewater.

[56] Katja H., Mika S (2016) Flocculation in paper and pulp mill sludge process

Flocculation in Paper and Pulp Mill Sludge Process.

[57] Kim KM., Liu J., Go YS., Kang JS (2015) Characterization of Bacillus

mojavensis KJS-3 for the Promotion of Plant Growth. 25, 910–916.

[58] Kobya M., Senturk E., Bayramoglu M (2006) Treatment of poultry

slaughterhouse wastewaters by electrocoagulation. J Hazard Mater, 133,

119

172–176.

[59] Kundu P., Debsarkar A., Mukherjee S (2013) Treatment of Slaughter House

Wastewater in a Sequencing Batch Reactor: Performance Evaluation and

Biodegradation Kinetics. Biomed Res Int, 2013, 1–11.

[60] Kundu P., Debsarkar A., Mukherjee S (2013) Treatment of slaughter house

wastewater in a sequencing batch reactor: Performance evaluation and

biodegradation kinetics. Biomed Res Int. doi: 10.1155/2013/134872

[61] Li Y., Liu B., Song J., Jiang C., Yang Q (2014) Utilization of potato starch

processing wastes to produce animal feed with high lysine content. J

Microbiol Biotechnol, 25, 178–184.

[62] Liu X., Ren B., Chen M., Wang H., Kokare CR., Zhou X., Wang J., Dai H.,

Song F., Liu M., Wang J., Wang S., Zhang L (2010) Production and

characterization of a group of bioemulsifiers from the marine Bacillus velezensis strain H3. Appl Microbiol Biotechnol, 87, 1881–1893.

[63] Lobato LCS., Chernicharo CAL., Souza CL (2012) Estimates of methane loss and energy recovery potential in anaerobic reactors treating domestic wastewater. Water Sci Technol, 66, 2745–2753.

[64] Low EW., Chase HA (1999) Reducing production of excess biomass during

wastewater treatment. Water Res, 33, 1119–1132.

[65] Ma F., Guo J bo., Zhao L jun., Chang C chi., Cui D (2009) Application of bioaugmentation to improve the activated sludge system into the contact oxidation system treating petrochemical wastewater. Bioresour Technol, 100, 597–602.

[66] Maharajh N (2010) Effect of Feed Rate and Solid Retention Time ( SRT ) on Effluent Quality and Sludge Characteristics in Activated Sludge Systems using Sequencing Batch Reactors.

[67] Massé DI., Masse L (2000) Characterization of wastewater from hog

slaughterhouses in Eastern Canada and evaluation of their in-plant

wastewater treatment systems. Can Biosyst Eng / Le Genie des Biosyst au

Canada, 42, 139–146.

[68] Miaomio Dong., Chen Yao YG (2015) Effect of Organic Loading and DO

on Stability of Hypersaline Aerobic Granular Sludge. 1–6.

120

[69] Mittal GS (2006) Treatment of wastewater from abattoirs before land

application - A review. Bioresour Technol, 97, 1119–1135.

[70] Nafarnda WD., Ajayi IE., Shawulu JC., Kawe MS., Omeiza GK., Sani N a.,

Tenuche OZ., Dantong DD., Tags SZ (2012) Bacteriological Quality of

Abattoir Effluents Discharged into Water Bodies in Abuja, Nigeria. ISRN

Vet Sci, 2012, 1–5.

[71] Nguyen Van Cach., Hoang Dinh Hoa., Tran Lien Ha (2011) Adjustable tank incorporated five function for biological treatment of waste water. Online J.

world interlectual Prop. Organ. PCTScope.

[72] O’Leary WM (1989) Practical Handbook of Microbiology. Pract Handb

Microbiol.

doi:

10.1002/1521-3773(20010316)40:6<9823::AID-

ANIE9823>3.3.CO;2-C.

[73] Pagés-Díaz J., Pereda-Reyes I., Taherzadeh MJ., Sárvári-Horváth I, Lundin M (2014) Anaerobic co-digestion of solid slaughterhouse wastes with agro- residues: Synergistic and antagonistic interactions determined in batch digestion assays. Chem Eng J, 245, 89–98.

[74] Pan M (2013) Assessment of slaughterhouse wastewater treatment by using

intermittently-aerated sequencing batch reactors ( IASBRs ).

[75] Del Pozo R., Taş DO., Dulkadiro(cid:0)lu H., Orhon D., Diez V (2003) Biodegradability of slaughterhouse wastewater with high blood content under anaerobic and aerobic conditions. J Chem Technol Biotechnol, 78, 384–391.

[76] Rahimi Y., Torabian A., Mehrdadi N., Shahmoradi B (2011) Simultaneous

in a

fixed bed

nitrification-denitrification and phosphorus removal sequencing batch reactor (FBSBR). J Hazard Mater, 185, 852–857.

[77] Rajakumar R., Meenambal T., Banu JR., Yeom IT (2011) Treatment of

poultry slaughterhouse wastewater in upflow anaerobic filter under low

upflow velocity. Int J Environ Sci Technol, 8, 149–158.

[78] Reginatto V., Teixeira RM., Pereira F., Schmidell W., Furigo A., Menes R.,

Etchebehere C., Soares HM (2005) Anaerobic ammonium oxidation in a

bioreactor treating slaughterhouse wastewater. Brazilian J Chem Eng, 22, 593–600.

[79] Rolfe MD., Rice CJ., Lucchini S., Pin C., Thompson A., Cameron ADS.,

121

Alston M., Stringer MF., Betts RP., Baranyi J., Peck MW., Hinton JCD

(2012) Lag phase is a distinct growth phase that prepares bacteria for

exponential growth and involves transient metal accumulation. J Bacteriol,

194, 686–701.

[80] Rostami S., Azhdarpoor A., Rostami M., Samaei MR (2016) The effects of

simultaneous application of plant growth regulators and bioaugmentation

improvement of phytoremediation of pyrene contaminated soils.

on Chemosphere, 161, 219–223.

[81] Ruiz I., Veiga MC., De Santiago P., Blázquez R (1997) Treatment of

slaughterhouse wastewater in a UASB reactor and an anaerobic filter.

Bioresour Technol, 60, 251–258.

[82] Saddoud A., Sayadi S (2007) Application of acidogenic fixed-bed reactor

prior to anaerobic membrane bioreactor for sustainable slaughterhouse wastewater treatment. J Hazard Mater, 149, 700–706.

[83] Sarairah A., Jamrah A (2008) Characterization and Assessment of Treatability of Wastewater Generated in Amman Slaughterhouse. Eng Sci, 35, 71–83.

[84] Services M (2015) UK Standards

for Microbiology Investigations.

Bacteriology, B 55, 1–21.

[85] Sindhu R., Meera V (2012) Treatment Of Slaughterhouse Effluent Using

Upflow Anaerobic Packed Bed Reactor. 38:

[86] Sivaramakrishna D., Sreekanth D., Sivaramakrishnan M., Sathish Kumar B., Himabindu V., Narasu ML (2014) Effect of system optimizing conditions on

biohydrogen production from herbal wastewater by slaughterhouse sludge. Int J Hydrogen Energy, 39, 7526–7533.

[87] Sombatsompop K (2011) Journal of Science and Technology A comparative

study of sequencing batch reactor and moving- bed sequencing batch

reactor for piggery wastewater. maejo IntJSciTechnol, 5, 191–203.

[88] Spencer Davies P (2005) The Biological Basis of Wastewater Treatment. 20.

[89] Stackebrandt E (2006) The Prokaryotes. doi: 10.1007/0-387-30741-9

[90] Sunder GC., Satyanarayan S (2013) Efficient Treatment of Slaughter House

Wastewater by Anaerobic Hybrid Reactor Packed with Special Floating

122

Media. Int J Chem Phys Sci, 2, 73–81.

[91] Tan W., Huang C., Chen C., Liang B., Wang A (2016) Bioaugmentation of

activated sludge with elemental sulfur producing strain Thiopseudomonas

denitrificans X2 against nitrate shock load. Bioresour Technol, 220, 647–

650.

[92] Tritt WP., Schuchardt F (1992) Materials flow and possibilities of treating

liquid and solid wastes from slaughterhouses in Germany. A review. Bioresour Technol, 41, 235–245.

[93] Vasiliadou IA., Papoulis D., Chrysikopoulos C V., Panagiotaras D,

Karakosta E., Fardis M., Papavassiliou G

(2011) Attachment of

Pseudomonas putida onto differently structured kaolinite minerals: A

combined ATR-FTIR and 1H NMR study. Colloids Surfaces B Biointerfaces,

84, 354–359.

[94] Wilen B (1995) Effect of Different Parameters on Settling Properties of

Activated Sludge.

[95] Wu PF., Mittal GS (2012) Characterization of provincially inspected slaughterhouse wastewater in Ontario, Canada. Can. Biosyst. Eng. / Le Genie des Biosyst. au Canada 54:

[96] Yu FB., Ali SW., Guan LB., Li SP., Zhou S (2010) Bioaugmentation of a sequencing batch reactor with Pseudomonas putida ONBA-17, and its impact on reactor bacterial communities. J Hazard Mater, 176, 20–26.

123

7 PHỤ LỤC

PL3.1. Bảng đặc điểm hình thái khuẩn lạc của các chủng phân lập được từ các mẫu nước thải

Ký Mẫu nước STT hiệu Đặc điểm hình thái khuẩn lạc thải chủng

Cơ sở giết Màu trắng tròn, có vòng ngoài, gờ nhăn, khuẩn lạc nhỏ. M1 1

mổ trâu bò Khuẩn lạc to, màu trắng, bề mặt nhăn, mép lan, có gờ M2 2

Khắc Ngoan Màu trắng đục, tròn, bề mặt nhăn, gờ ngoài. M3 3

Màu trắng, khuẩn lạc hơi tròn, bề mặt nổi. M4 4

Màu trắng, khuẩn lạc nhỏ, nổi, trong trơn bên ngoài M5 5 nhăn.

Màu trắng, bề mặt nổi, nhăn. M6 6

Màu trắng, khuẩn lạc to, bề mặt nhẵn M7 7

Màu trắng, tròn, nhăn, không có gờ M8 8

Màu trắng trong, khô, khuẩn lạc nhỏ, trơn. H1 9

Màu trắng, khuẩn lạc to, tròn, khô, bề mặt nhẵn H2 10

Trắng đục, bề mặt nhăn, viền hơi nhăn H3 11

Trắng đục, nhẵn bóng, khuẩn lạc nhỏ. H4 12

Màu trắng, bề mặt nhẵn lồi, ở giữa hơi đậm màu hơn. H5 13

Trắng sữa, bề mặt lồi ở giữa hơi nhăn, viền răng cưa. H6 14

Trắng trong, bề mặt nhẵn lồi, viền nhẵn. H7 15

Trắng hơi trong, bề mặt nhẵn, viền nhẵn. H8 16

Trắng, bề mặt nhăn, giữa lõm, viền nhẵn. H9 17

Trắng đục, bề mặt nhăn giữa nhô lên, viền nhăn, nhớt H10 18

Trắng hơi đục, bề mặt nhẵn, viền răng cưa. H11 19

Cơ sở giết C1 Trắng đục, bề mặt trơn, có tâm gờ giữa, mép bóng. 20

mổ lợn Thịnh C2 Màu hơi nâu, khuẩn lạc mỏng, bề mặt xốp, viền nhẵn, 21 An có những chấm li ti.

C3 Trắng, bề mặt nhẵn lồi, ở giữa hơi đậm màu hơn, viền 22 nhăn.

Trắng đục, bề mặt nhẵn lồi, ở giữa hơi đậm màu hơn. C4 23

Hơi vàng, bề mặt nhẵn, tâm đậm màu. C5 24

124

C6 Hơi vàng, bề mặt bóng nhẵn hơi lồi, viền nhẵn. 25

C7 Trắng trong, bề mặt nhẵn lồi, viền nhẵn. 26

C8 Màu trắng, bề mặt hơi nhày, rìa răng cưa nông. 27

C9 Trắng ngà, bề mặt nhẵn bóng, viền nhẵn. 28

C10 Trắng trong, bề mặt nhẵn lồi, viền nhẵn. 29

C11 Trắng trong, bề mặt nhẵn bóng, viền nhẵn. 30

C12 Hơi vàng, bề mặt nhẵn, viền hơi nhăn. 31

L1 Trắng phớt hồng, bề mặt xốp chấm li ti, viền răng cưa. 32

L2 Trắng đục, bề mặt nhăn giữa nhô lên, viền nhăn, nhớt. 33

L3 Trắng ngà, bề mặt nhẵn, viền nhẵn. 34

L4 Trắng ngà, bề mặt nhẵn, viền nhẵn. 35

L5 Trắng ngà, bề mặt nhẵn, viền nhẵn. 36

L6 Trắng, bề mặt nhẵn, viền nhẵn 37

L7 Trắng ngà, bề mặt nhẵn bóng hơi lồi, viền nhẵn. 38

L8 Trắng hơi trong, bề mặt nhẵn, viền nhẵn. 39

L9 Trắng, bề mặt hơi nhăn, viền nhăn. 40

L10 Trắng, bề mặt nhăn, giữa lõm, viền nhẵn. 41

L11 Trắng hơi trong, bề mặt nhăn lồi, viền răng cưa. 42

Màu hơi nâu, khuẩn lạc mỏng, bề mặt xốp, viền nhẵn, L12 43 có những chấm li ti.

Trắng, bề mặt nhẵn lồi, ở giữa hơi đậm màu hơn, viền L13 44 nhăn.

L14 Trắng đục, bề mặt nhẵn lồi, ở giữa hơi đậm màu hơn. 45

L15 Hơi vàng, bề mặt nhẵn, tâm đậm màu. 46

L16 Hơi vàng, bề mặt bóng nhẵn hơi lồi, viền nhẵn. 47

L17 Trắng trong, bề mặt nhẵn lồi, viền nhẵn. 48

L18 Trắng đục, bề mặt nhẵn lồi, viền nhẵn. 49

L19 Trắng ngà, bề mặt nhẵn bóng, viền nhẵn. 50

L20 Trắng trong, bề mặt nhẵn lồi, viền nhẵn. 51

L21 Trắng trong, bề mặt nhẵn bóng, viền nhẵn. 52

PL3.2. Hình ảnh các thí nghiệm tròn quá trình tuyển chọn chủng vi sinh vật qua năng lực

xử lý nước thải và khă năng tạo bông và kết lắng của các chủng.

125

Bảng PL3.3. Trình tự nucleotide đoạn gen rDNA vùng 16S của chủng Bacillus

mojavensis C1

TGAGTTTGATCCTGGCTCAGGACGAACGCTGGCGGCGTGCCTAATACATGCA AGTCGAGCGGACAGATGGGAGCTTGCTCCCTGATGTTAGCGGCGGACGGGTG AGTAACACGTGGGTAACCTGCCTGTAAGACTGGGATAACTCCGGGAAACCGG GGCTAATACCGGATGCTTGTTTGAACCGCATGGTTCAAACATAAAAGGTGGC TTCGGCTACCACTTACAGATGGACCCGCGGCGCATTAGCTAGTTGGTGAGGT AACGGCTCACCAAGGCAACGATGCGTAGCCGACCTGAGAGGGTGATCGGCC ACACTGGGACTGAGACACGGCCCAGACTCCTACGGGAGGCAGCAGTAGGGA ATCTTCCGCAATGGACGAAAGTCTGACGGAGCAACGCCGCGTGAGTGATGAA GGTTTTCGGATCGTAAAGCTCTGTTGTTAGGGAAGAACAAGTACCGTTCGAA TAGGGCGGTACCTTGACGGTACCTAACCAGAAAGCCACGGCTAACTACGTGC CAGCAGCCGCGGTAATACGTAGGTGGCAAGCGTTGTCCGGAATTATTGGGCG TAAAGGGCTCGCAGGCGGTTCCTTAAGTCTGATGTGAAAGCCCCCGGCTCAA CCGGGGAGGGTCATTGGAAACTGGGGAACTTGAGTGCAGAAGAGGAGAGTG GAATTCCACGTGTAGCGGTGAAATGCGTAGAGATGTGGAGGAACACCAGTGG CGAAGGCGACTCTCTGGTCTGTAACTGACGCTGAGGAGCGAAAGCGTGGGGA GCGAACAGGATTAGATACCCTGGTAGTCCACGCCGTAAACGATGAGTGCTAA GTGTTAGGGGGTTTCCGCCCCTTAGTGCTGCAGCTAACGCATTAAGCACTCCG CCTGGGGAGTACGGTCGCAAGACTGAAACTCAAAGGAATTGACGGGGGCCC GCACAAGCGGTGGAGCATGTGGTTTAATTCGAAGCAACGCGAAGAACCTTAC CAGGTCTTGACATCCTCTGACAATCCTAGAGATAGGACGTCCCCTTCGGGGG CAGAGTGACAGGTGGTGCATGGTTGTCGTCAGCTCGTGTCGTGAGATGTTGG GTTAAGTCCCGCAACGAGCGCAACCCTTGATCTTAGTTGCCAGCATTCAGTTG GGCACTCTAAGGTGACTGCCGGTGACAAACCGGAGGAAGGTGGGGATGACG TCAAATCATCATGCCCCTTATGACCTGGGCTACACACGTGCTACAATGGACA GAACAAAGGGCAGCGAAACCGCGAGGTTAAGCCAATCCCACAAATCTGTTCT CAGTTCGGATCGCAGTCTGCAACTCGACTGCGTGAAGCTGGAATCGCTAGTA ATCGCGGATCAGCATGCCGCGGTGAATACGTTCCCGGGCCTTGTACACACCG CCCGTCACACCACGAGAGTTTGTAACACCCGAAGTCGGTGAGGTAACCTTTA TGGAGCCAGCCGCCGAAGGTG

126

PL3.4. Trình tự nucleotide đoạn gen Rdna vùng 16S của chủng Bacillus velezensis M2

GCTCAGGACGAACGCTGGCGGCGTGCCTAATACATGCAAGTCGAGCGGACAG ATGGGAGCTTGCTCCCTGATGTTAGCGGCGGACGGGTGAGTAACACGTGGGT

AACCTGCCTGTAAGACTGGGATAACTCCGGGAAACCGGGGCTAATACCGGAT GGTTGTTTGAACCGCATGGTTCAGACATAAAAGGTGGCTTCGGCTACCACTTA

CAGATGGACCCGCGGCGCATTAGCTAGTTGGTGAGGTAACGGCTCACCAAGG CGACGATGCGTAGCCGACCTGAGAGGGTGATCGGCCACACTGGGACTGAGAC

ACGGCCCAGACTCCTACGGGAGGCAGCAGTAGGGAATCTTCCGCAATGGACG AAAGTCTGACGGAGCAACGCCGCGTGAGTGATGAAGGTTTTCGGATCGTAAA

GCTCTGTTGTTAGGGAAGAACAAGTGCCGTTCAAATAGGGCGGCACCTTGAC GGTACCTAACCAGAAAGCCACGGCTAACTACGTGCCAGCAGCCGCGGTAATA

CGTAGGTGGCAAGCGTTGTCCGGAATTATTGGGCGTAAAGGGCTCGCAGGCG GTTTCTTAAGTCTGATGTGAAAGCCCCCGGCTCAACCGGGGAGGGTCATTGG AAACTGGGGAACTTGAGTGCAGAAGAGGAGAGTGGAATTCCACGTGTAGCG

GTGAAATGCGTAGAGATGTGGAGGAACACCAGTGGCGAAGGCGACTCTCTG GTCTGTAACTGACGCTGAGGAGCGAAAGCGTGGGGAGCGAACAGGATTAGA

TACCCTGGTAGTCCACGCCGTAAACGATGAGTGCTAAGTGTTAGGGGGTTTC CGCCCCTTAGTGCTGCAGCTAACGCATTAAGCACTCCGCCTGGGGAGTACGG

TCGCAAGACTGAAACTCAAAGGAATTGACGGGGGCCCGCACAAGCGGTGGA GCATGTGGTTTAATTCGAAGCAACGCGAAGAACCTTACCAGGTCTTGACATC

CTCTGACAATCCTAGAGATAGGACGTCCCCTTCGGGGGCAGAGTGACAGGTG GTGCATGGTTGTCGTCAGCTCGTGTCGTGAGATGTTGGGTTAAGTCCCGCAAC

GAGCGCAACCCTTGATCTTAGTTGCCAGCATTCAGTTGGGCACTCTAAGGTGA CTGCCGGTGACAAACCGGAGGAAGGTGGGGATGACGTCAAATCATCATGCCC

CTTATGACCTGGGCTACACACGTGCTACAATGGACAGAACAAAGGGCAGCGA AACCGCGAGGTTAAGCCAATCCCACAAATCTGTTCTCAGTTCGGATCGCAGT

CTGCAACTCGACTGCGTGAAGCTGGAATCGCTAGTAATCGCGGATCAGCATG CCGCGGTGAATACGTTCCCGGGCCTTGTACACACCGCCCGTCACACCACGAG

AGTTTGTAACACCCGAAGTCGGTGAGGTAACCTTTTAGGAGCCAGCCGCCGA AGGTGGGAC

PL3.5 Trình tự nucleotide đoạn gen Rdna vùng 16S của chủng Bacillus mojavensis C8

CTGGCTCAGGACGAACGCTGGCGGCGTGCCTAATACATGCAAGTCGAGCGGA CAGATGGGAGCTTGCTCCCTGATGTTAGCGGCGGACGGGTGAGTAACACGTG

GGTAACCTGCCTGTAAGACTGGGATAACTCCGGGAAACCGGGGCTAATACCG GATGCTTGTTTGAACCGCATGGTTCAAACATAAAAGGTGGCTTCGGCTACCA

CTTACAGATGGACCCGCGGCGCATTAGCTAGTTGGTGAGGTAACGGCTCACC AAGGCAACGATGCGTAGCCGACCTGAGAGGGTGATCGGCCACACTGGGACT

127

GAGACACGGCCCAGACTCCTACGGGAGGCAGCAGTAGGGAATCTTCCGCAAT GGACGAAAGTCTGACGGAGCAACGCCGCGTGAGTGATGAAGGTTTTCGGATC

GTAAAGCTCTGTTGTTAGGGAAGAACAAGTACCGTTCGAATAGGGCGGTACC TTGACGGTACCTAACCAGAAAGCCACGGCTAACTACGTGCCAGCAGCCGCGG

TAATACGTAGGTGGCAAGCGTTGTCCGGAATTATTGGGCGTAAAGGGCTCGC AGGCGGTTCCTTAAGTCTGATGTGAAAGCCCCCGGCTCAACCGGGGAGGGTC

ATTGGAAACTGGGGAACTTGAGTGCAGAAGAGGAGAGTGGAATTCCACGTGT AGCGGTGAAATGCGTAGAGATGTGGAGGAACACCAGTGGCGAAGGCGACTC

TCTGGTCTGTAACTGACGCTGAGGAGCGAAAGCGTGGGGAGCGAACAGGATT AGATACCCTGGTAGTCCACGCCGTAAACGATGAGTGCTAAGTGTTAGGGGGT

TTCCGCCCCTTAGTGCTGCAGCTAACGCATTAAGCACTCCGCCTGGGGAGTAC GGTCGCAAGACTGAAACTCAAAGGAATTGACGGGGGCCCGCACAAGCGGTG

GAGCATGTGGTTTAATTCGAAGCAACGCGAAGAACCTTACCAGGTCTTGACA TCCTCTGACAATCCTAGAGATAGGACGTCCCCTTCGGGGGCAGAGTGACAGG

TGGTGCATGGTTGTCGTCAGCTCGTGTCGTGAGATGTTGGGTTAAGTCCCGCA ACGAGCGCAACCCTTGATCTTAGTTGCCAGCATTCAGTTGGGCACTCTAAGGT

GACTGCCGGTGACAAACCGGAGGAAGGTGGGGATGACGTCAAATCATCATG CCCCTTATGACCTGGGCTACACACGTGCTACAATGGACAGAACAAAGGGCAG

CGAAACCGCGAGGTTAAGCCAATCCCACAAATCTGTTCTCAGTTCGGATCGC AGTCTGCAACTCGACTGCGTGAAGCTGGAATCGCTAGTAATCGCGGATCAGC

ATGCCGCGGTGAATACGTTCCCGGGCCTTGTACACACCGCCCGTCACACCAC GAGAGTTTGTAACACCCGAAGTCGGTGAGGTAACCTTTATGGAGCCAGCCGC

CGAAG.

PL3.6. Hình ảnh thử hoạt tính emzyme

Hình ảnh thử hoạt tính protease của các chủng C bằng phương pháp đục lỗ thạch

Hình ảnh thử hoạt tính protease của các chủng M bằng phương pháp đục lỗ thạch

128

Hình ảnh thử hoạt tính cellulase của các các chủng C, M bằng phương pháp chấm điểm

Hình ảnh thử hoạt tính amylase của các chủng C, M bằng phương pháp chấm điểm

Hình ảnh thử hoạt tính protease của các chủng C, M bằng phương pháp chấm điểm

129

PL3.7. Vị trí lấy mẫu trong quá trình làm thí nghiệm

PL3.8. Hình ảnh hệ thí nghiệm quy mô bình 5L

PL3.9. Hình ảnh thí nghiệm quy mô 35L

130

PL3.10. Mô hình pilot hiện trường 20m3/ngày đêm.

Hình ảnh nước sau xử lý và trước khi xử lý

131