Nghiên cứu khả năng ổn định bùn hoạt tính từ nước thải chăn nuôi lợn kết hợp thu khí CH4

KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU KHOA HỌC 
VÀ ỨNG DỤNG CÔNG NGHỆ
Chuyên đề I, tháng 3 năm 2021 37
NGHIÊN CỨU KHẢ NĂNG ỔN ĐỊNH BÙN HOẠT TÍNH TỪ 
NƯỚC THẢI CHĂN NUÔI LỢN KẾT HỢP THU KHÍ CH4
Nguyễn Thị Phương Mai*
Phạm Tuấn Anh 
Bùi Nguyễn Minh Thu 2
(1)
TÓM TẮT
Nghiên cứu các điều kiện tạo bùn hoạt tính tự nhiên từ nước thải chăn nuôi lợn kết hợp thu khí metan 
được thực hiện dựa trên sự kết hợp bùn biogas phối trộn với các phế phụ phẩm rau quả trong mô hình xử 
lý sinh học dòng chảy ngược qua tầng bùn kỵ khí (UASB) và bể dòng chảy xuôi qua giá thể treo (DHS) theo 
tỷ lệ xác định với hai dãy thí nghiệm là đối chứng và thí nghiệm với tỷ lệ bùn biogas: Phế phụ phẩm rau 
quả lần lượt là 100:0; 50:50 trong thời gian 60 ngày. Kết quả đánh giá cho thấy, đầu ra của mẫu thí nghiệm 
hiệu suất xử lý hàm lượng Nitơ tổng đạt 52%; hiệu suất Photpho tổng đạt 57,38%; tổng chất rắn và tổng 
chất rắn bay hơi đạt 13,7% và 15,7%; hiệu suất xử lý COD đạt 60,4%; BOD5 là 57,6%. Lượng khí sinh học 
thu hồi là 79.947ml trong mẫu thí nghiệm, thành phần khí CH4 đạt hiệu suất thu hồi cao nhất ở ngày thứ 
45 của mẫu thí nghiệm là 59%. Khí metan thu được từ quá trình nghiên cứu có sự tham gia chủ yếu của 
các nhóm vi khuẩn Bacteroidales, Clostridiacea Corynebacterium, A. johnsonii, Anaerolinceae, Bacteroidales, 
Syntrophomonadaceae, Bacteroidales, Comamonas, Methanobacterium, Methanosaeta, Methanomicrobiales. 
Từ khóa: Bùn hoạt tính, phế phụ phẩm, nước thải chăn nuôi lợn, khí sinh học.
Nhận bài: 16/3/2021; Sửa chữa: 30/3/2021; Duyệt đăng: 31/3/2021.
1 Khoa Môi trường, Trường Đại học Tài nguyên và Môi trường Hà Nội
2 Trường Đại học Khoa học và Công nghệ Hà Nội
1. Đặt vấn đề
Chăn nuôi lợn nái quy mô trang trại ở những vùng 
ven đô để đáp ứng nhu cầu cung ứng con giống cho 
thị trường, đáp ứng vấn đề khan hiếm con giống cho 
thiên tai, dịch bệnh. Chất thải chăn nuôi lợn nái là hỗn 
hợp bao gồm phân, thức ăn thừa, nước tiểu, nước rửa 
chuồng trại, các loại chất thải này biến động phụ 
thuộc vào các yếu tố như số lượng lợn nái, giống, chế 
độ ăn uống, nhiệt độ, độ ẩm trong chuồng, cách vệ sinh 
chuồng trại. Chăn nuôi cũng là nguồn phát thải khí nhà 
kính (GHG), các loại khí carbon đioxide (CO2), metan 
(CH4) và nitơ oxide (N2O). Một số kết quả nghiên cứu 
cho thấy, nguồn phát thải từ ngành chăn nuôi thải 
ra môi trường ước tính khoảng 7,1 tỷ tấn CO2 tương 
đương khoảng 18% tổng lượng phát thải khí nhà kính 
toàn cầu, trong đó hoạt động quản lý phân chuồng 
khoảng 2,2 tỷ tấn CO2 [10]. Trong hoạt động chăn 
nuôi, khí CH4 được khẳng định là phát sinh nhiều nhất 
từ quá trình lưu giữ chất thải rắn và nước thải [4]. Vì 
vậy, việc quản lý và xử lý chất thải chăn nuôi có ảnh 
hưởng rất lớn đến việc phát sinh khí CH4. 
Quy trình xử lý chất thải chăn nuôi lợn phổ biến 
hiện nay là chất thải chăn nuôi được đưa vào hồ kỵ khí 
có phủ bạt hoặc hầm biogas, qua ao hồ sinh học, sau đó 
xả trực tiếp ra kênh mương. Hầu hết, các trang trại đều 
đã và đang áp dụng một hoặc một vài phương pháp để 
xử lý chất thải, tuy nhiên chất lượng nước thải sau xử lý 
đều chưa đạt tiêu chuẩn [8]. Hệ thống xử lý kỵ khí với 
dòng chảy ngược qua lớp bùn hoạt tính (UASB) là một 
trong những thiết bị cao tải đã được sử dụng trong xử 
lý nước thải công nghiệp trong nhiều thập kỷ. Khí phát 
sinh trong quá trình xử lý nước thải có thể thu hồi và 
được sử dụng làm nhiên liệu. Tuy nhiên, hiệu suất xử 
lý phụ thuộc vào trạng thái bùn. Bùn hạt có khả năng 
chống rửa trôi, tạo trạng thái lơ lửng làm tăng khả năng 
tiếp xúc với cơ chất, mật độ vi sinh vật trong bùn hạt 
cao hơn bùn phân tán nên sử dụng bùn hạt dễ dàng 
nâng cao tải trọng hữu cơ (OLR) trong bể xử lý sinh 
học dòng chảy ngược qua tầng bùn kỵ khí (UASB)[1]. 
Thời gian khởi động bể UASB để bùn hạt hình thành 
thường kéo dài, cần rút ngắn thời gian khởi động, tăng 
cường sự tách bùn ở dòng ra thì việc tạo lập hệ bùn hoạt 
Chuyên đề I, tháng 3 năm 202138
tính dạng hạt là rất cần thiết để nâng cao hiệu quả xử lý 
của bể UASB hướng tới ứng dụng trong xử lý nước thải 
chăn nuôi lợn ở các qui mô lớn hơn [2, 9].
Trong nghiên cứu này, sử dụng mật rỉ và phế phụ 
phẩm rau quả kết hợp bùn hoạt tính trong hệ thống xử 
lý kỵ khí với dòng chảy ngược để hình thành bùn hạt 
kỵ khí nhằm xử lý các chất hữu cơ trong nước thải chăn 
nuôi lợn và đánh giá khả năng thu hồi khí CH4.
2. Vật liệu và phương pháp nghiên cứu 
2.1. Vật liệu nghiên cứu
Thí nghiệm được tiến hành trên mô hình xử lý sinh 
học dòng chảy ngược qua tầng bùn kỵ khí (UASB) kết 
hợp bể dòng chảy xuôi qua giá thể treo (DHS) do nhóm 
tác giả tự chế tạo, với thể tích làm việc 10 lít duy trì ở 
nhiệt từ 280C đến 320C. Bùn hoạt tính được lấy từ bể 
biogas của trang trại tại xã Đông Sơn, huyện Chương 
Mỹ, Hà Nội với quy mô 150 lợn nái. Phế phụ phẩm rau 
quả và mật rỉ được lấy tại trang trại, xay nhỏ, lọc qua 
sàng kích thước mắt lưới 1mm. 
Mẫu bùn thải và phế phụ phẩm sau khi được lấy về 
phòng thí nghiệm xử lý  ... 
TVS đầu vào của mẫu đối chứng cũng thấp hơn mẫu 
thí nghiệm 1,56 lần chỉ đạt 35,12%. Có thể thấy, việc bổ 
sung thêm dinh dưỡng vào mô hình đều có xu hướng 
làm tăng hiệu quả hoạt động của hệ lên men yếm khí 
xảy ra trong hệ thống. Do đó, kết quả nghiên cứu về TS 
và TVS cũng là một yếu tố đánh giá hiệu quả hoạt động 
của hệ thống nhằm mục tiêu sinh khí sinh học và xử lý 
nước thải trong chăn nuôi. 
c. Sự thay đổi của pH theo thời gian phản ứng 
Đánh giá sự biến thiên của pH trong mô hình được 
tiến hành song song cùng mẫu đối chứng và mẫu thí 
nghiệm đã được làm ổn định bùn hoạt tính trong quá 
trình vận hành, kết quả chỉ ra trong Bảng 3.3. 
Chuyên đề I, tháng 3 năm 202140
Bảng 3.3. Kết quả đánh giá diễn biến của pH theo thời gian 
phản ứng
Thời gian lấy mẫu Đối chứng Thí nghiệm
Tuần 1 7,3 6,5
Tuần 2 7,1 5,9
Tuần 3 7,0 6,5
Tuần 4 6,9 7,0
Tuần 5 6,9 7,2
Tuần 6 7,0 6,7
Tuần 7 7,0 6,7
Tuần 8 7,2 6,8
Kết quả trong Bảng 3.3. cho thấy, tại mẫu đối chứng 
khi không được ổn định bùn bằng các nguồn dinh 
dưỡng, sự hoạt động của các vi sinh vật xảy ra không 
đáng kể việc axit hóa môi trường xảy ra với tốc độ rất 
thấp, giá trị pH duy trì chủ yếu trong môi trường kiềm. 
Biến thiên giá trị pH cho thấy, việc bổ sung các cơ chất 
cần thiết ở ngay từ thời gian đầu giúp điều kiện tạo môi 
trường cho phân hủy yếm khí tạo khí sinh học được 
xảy ra trong hệ thống. 
d. Đánh giá khả năng loại bỏ COD, BOD5 trong 
nước thải đầu vào và đầu ra của mô hình
Trong lên men yếm khí, việc làm giảm hàm lượng 
COD, BOD5 trong nước thải có ảnh hưởng rất lớn đến 
khả năng hoạt động của hệ vi sinh vật yếm khí. Định kỳ 
lấy mẫu nước thải đánh giá sự ảnh hưởng của COD và 
BOD5 đến hiệu suất xử lý của hệ thống hoạt động. Kết 
quả được chỉ ra trong Hình 3.3.
▲Hình 3.3. Hiệu suất xử lý COD và BOD5 theo thời gian 
phản ứng
Kết quả trong Hình 3.3 cho thấy, hàm lượng COD 
thay đổi không đáng kể ở tuần đầu tiên của quá trình 
xử lý. Ở tuần đầu tiên trong mẫu đối chứng chỉ đạt hiệu 
suất 17,5% và mẫu thí nghiệm đạt 25,7%, sau đó tăng 
dần ở tuần kế tiếp. Tuy nhiên, tốc độ tăng ở mẫu thí 
nghiệm diễn ra mạnh mẽ đạt 35,3% (tăng gấp 1,4 lần), 
trong khi đó ở mẫu đối chứng chỉ tăng khoảng 1,1 lần 
đạt 19,7%. Trong 8 tuần chạy mô hình hiệu suất xử lý 
COD trong nước thải tăng dần và đạt cực đại 60,4% ở 
tuần thứ 5 (tăng gấp 2 lần) so với mẫu đối chứng ở cùng 
một thời điểm. 
Trong những tuần đầu, hiệu suất BOD chỉ đạt 
khoảng 15,9% ở mẫu đối chứng và 23,7% ở mẫu thí 
nghiệm, sang đến tuần thứ 4 thì hiệu suất tăng lên đáng 
kể (tăng gấp 1,9 lần) so với tuần đầu tiên của quá trình 
xử lý ở mẫu thí nghiệm đạt 45,2% và hiệu suất đạt cực 
đại ở tuần thứ 5 là 57,6% (gấp 2,4 lần). Hiệu suất của 
quá trình xử lý tăng đồng nghĩa với nồng độ BOD5 
giảm và cũng liên quan đến khả năng sinh khí trong 
vận hành mô hình.
3.3. Khả năng sản xuất khí sinh học 
a. Khả năng sinh khí sinh học theo thời gian 
Trong vận hành hệ thống để lên men yếm khí thu 
hồi khí metan thường cho thấy vi khuẩn tạo metan sinh 
trưởng và phát triển trong thời gian dài, thường khoảng 
3 – 30 ngày tùy vào từng loài [6]. Thể tích khí được lấy 
ra mỗi ngày và tiến hành thu gom, kết quả được trình 
bày trong Hình 3.4. 
▲Hình 3.4. Thể tích khí sinh học cộng dồn theo thời gian
Kết quả trong Hình 3.4 cho thấy, thể tích khí sinh 
học sinh ra sau khoảng 3 ngày lên men, tại mẫu thí 
nghiệm đạt 40 ml, tăng gấp 1,4 lần so với mẫu đối 
chứng. Thể tích khí sinh học tăng dần ở các ngày lên 
men tiếp theo và xuất hiện đỉnh cực đại sinh khí tại 
ngày thứ 33 là 2800 ml đối với mẫu thí nghiệm và 1700 
ml ở mẫu đối chứng. Điều này cho thấy khả năng sinh 
khí sinh học có liên quan đến quá trình phân hủy các 
hợp chất hữu cơ của nguyên liệu đầu vào trong nước 
thải và hệ vi sinh vật trong bùn hoạt tính hoạt động. 
Thông thường, khi phân hủy 1kg chất hữu cơ thu được 
khoảng 0,2 – 1,1 m3 khí sinh học [8]. Tuy nhiên, trên 
thực tế lượng khí sinh học sinh ra cũng như tỷ lệ hình 
thành khí CH4 cũng bị tác động bởi nhiều yếu tố của 
quá trình lên men. 
b. Khả năng sinh khí metan trong hệ thống 
Khí sinh học được sinh ra trong quá trình phân hủy 
kỵ khí các hơp chất hữu cơ bởi hệ vi sinh vật với các 
thành phần chủ yếu gồm: CH4, CO2, N2, H2, H2S, CO, 
Mẫu được tiến hành lấy định kỳ để đánh giá hiệu suất 
thu hồi khí CH4 theo thời gian. Kết quả được chỉ ra 
trong Hình 3.4.
KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU KHOA HỌC 
VÀ ỨNG DỤNG CÔNG NGHỆ
Chuyên đề I, tháng 3 năm 2021 41
▲Hình 3.5. A- Hiệu suất thu hồi khí CH4 theo thời gian và kết quả phân tích khí sinh học trên máy sắc ký (B – mẫu thí nghiệm, 
C- mẫu đối chứng)
BA
C
Kết quả cho thấy, hiệu suất thu hồi khí CH4 sinh ra 
trong 60 ngày vận hành mô hình của mẫu thí nghiệm 
đạt hiệu suất trung bình 51,3% trong khi đó tại mẫu đối 
chứng lượng khí thu được chủ yếu là N2 (Hình 3.4 B, 
C). Điều này cho thấy trong mẫu đối chứng khi không 
bổ sung nguồn dinh dưỡng để ổn định bùn dẫn đến 
mất cân bằng tỷ lệ C:N. Trong một số nghiên cứu cho 
thấy, các yếu tố ảnh hưởng đến phân hủy yếm khí là 
nguyên liệu đầu vào, nếu tỷ lệ C/N của nguyên liệu 
bằng 25/1 đến 30/1 là tối ưu cho quá trình xử lý [3]. Kết 
quả phân tích khí sinh học cho thấy, trong 3 ngày đầu 
thành phần hỗn hợp khí sinh ra chưa đạt giá trị tiêu 
biểu của khí sinh học và nhiều biến động. Tuy nhiên, 
sang đến ngày 12 hiệu suất thu hồi khí CH4 đạt 45%, 
ổn định trong các ngày kế tiếp và đạt hiệu suất thu hồi 
cao nhất ở ngày thứ 45 là 59%. Việc gia tăng khí CH4 
cũng diễn ra trong thời gian dài, điều này cần phải có 
quá trình tiền xử lý bùn hoạt tính trước khi đưa vào hệ 
thống nhằm mục đích tăng cường một lượng lớn quần 
thể vi sinh vật yếm khí giúp thúc đẩy quá trình phân 
hủy chất hữu cơ để sinh khí metan xảy ra nhanh hơn. 
3.4. Đề xuất thành phần vi sinh vật trong các loại 
bùn kỵ khí 
Cấu trúc quần xã vi sinh vật trong mẫu bùn hoạt 
tính được lấy từ đầu vào của mô hình UASB và được 
tiến hành kiểm tra một số đặc tính về khả năng phân 
hủy các hợp chất protein, xellulose, tinh bột, photpho 
hữu cơ của vi sinh vật trong nước thải. Kết quả cho 
thấy, các ngành Chloroflexi, Firmicutes, Bacteroidetes, 
Proteobacteria, Actinobacteria, Euyachaeota, và 
WWE1 (Waste Water of Evry 1) chiếm ưu thế trong 
các mẫu bùn kỵ khí. Kết quả này tương đồng với một 
số các nghiên cứu về sự xuất hiện thường xuyên của 
các ngành này trong bùn kỵ khí, trong số đó 4 ngành 
vi khuẩn Bacteroidetes, Chloroflexi, Firmicutes và 
Proteobacteria chiếm khoảng 63% tổng số của các 
ngành vi sinh vật tham gia vào con đường phân hủy 
chất hữu cơ thu khí metan [9]. 
Các vi khuẩn chiếm ưu thế trong các mẫu bùn hoạt 
tính khi bổ sung rỉ đường, trong đó ngành Firmicutes 
chứa 3 lớp Bacilli, Clostridia và Erysipelotrichi, trong 
đó 2 lớp Bacilli và Clostridia là những lớp chiếm số 
lượng lớn trong các mẫu bùn nghiên cứu. Vai trò của 
các lớp này trong con đường phân hủy kỵ khí là thủy 
phân và axít hóa chất hữu cơ. Chi Bacillus có hoạt động 
trao đổi chất trong quá trình phân hủy kỵ khí và có 
thể phân hủy các loại hợp chất hữu cơ khác nhau như 
protein, xellulose, tinh bột hoặc chất béo. Sự xuất hiện 
chi Bacillus trong hệ thống UASB có thể đóng vai trò 
trong việc hình thành các bông bùn do khả năng bám 
dính của chúng [7].
Sự thành công trong vận hành các mô hình kỵ 
khí ngoài việc cần một lượng lớn các cổ khuẩn sinh 
metan mà còn là sự phong phú về chủng loại. Đây 
là giai đoạn quan trọng trong quá trình chuyển hóa 
các hợp chất hữu cơ thành metan. Trong kết quả của 
một số nghiên cứu cho thấy, bùn phân tán sau hoạt 
hóa chứa đầy đủ nhóm chuyển hóa các hợp chất hữu 
cơ thành metan. Các nhóm chiếm ưu thế trong mẫu 
bùn này là chi Methanosaeta, chi Methanosarcina, chi 
Methanobacterium, loài Candidatus methanoregula và 
nhóm chưa nuôi cấy được Methanomicrobiales. Các loài 
thuộc chi Methanosaeta chỉ sử dụng axetat trong quá 
trình metan hóa [8]. Chi Methanosarcina có chức năng 
chuyển hóa cơ chất axetat, metanol, monomethylamin, 
dimethylamin, trimethylamin, H2/CO2 và CO thành 
metan. Các loài thuộc chi Methanobacterium chuyển 
hóa H2/CO2, format, alcohol và CO [8]. Nhóm 
chưa nuôi cấy được Methanomicrobiales và loài Ca. 
methanoregula sử dụng H2/CO2 và format.
Quá trình nghiên cứu cho thấy, khi bổ sung rỉ 
đường, chi Methanosaeta và Methanobacterium chiếm 
Chuyên đề I, tháng 3 năm 202142
ưu thế với số lượng vượt trội, trong một số các nghiên 
cứu cho thấy chi Methanobacterium thường xuất hiện 
bên cạnh chi Methanosaeta khi trong hệ thống xảy ra 
sự chuyển hóa mạnh mẽ axetat đến metan [10]. Nếu 
các loài thuộc chi này không sống sót trong hệ thống 
do thiếu hụt hydro có thể ảnh hưởng đến quá trình tạo 
hạt bùn [5]. 
Qua quá trình phân tích về khả năng tồn tại của các 
loài vi sinh vật chiếm ưu thế có vai trò quyết định đến 
từng giai đoạn của quá trình thủy phân và lên men yếm 
khí, có thể đề xuất vai trò của các vi sinh vật tham gia vào 
mô hình phân hủy kỵ khí để sinh khí sinh học như sau: 
▲Hình 3.6. Đề xuất vai trò của các vi sinh vật trong mô hình 
phân hủy kỵ khí
1. Giai đoạn thủy phân: Bacteroidales, Clostridiacea Coryne-
bacterium, A. johnsonii, Anaerolinceae
2. Giai đoạn lên men axit: Bacteroidales, Syntrophomonada-
ceae, Bacteroidales, Comamonas
3. Giai đoạn khí metan: Methanobacterium, Methanosaeta, 
Methanomicrobiales
lấy mẫu khác nhau đều mang tính ổn định về các thành 
phần pH, COD, TVS, T-N, T-P, TC, TS. Nước thải 
trước và sau xử lý biogas ngoài giá trị pH nằm trong 
tiêu chuẩn cho phép, còn lại các thông số khác đều 
vượt giá trị giới hạn cho phép của QCVN 62-MT:2016/
BTNMT rất nhiều lần, cột B.
2. Đã nghiên cứu các điều kiện thích hợp cho khả 
năng ổn định và hình thành bùn hoạt tính: 
- Bổ sung phế phụ phẩm rau quả và rỉ đường đã 
cung cấp dinh dưỡng cho hệ vi sinh vật hoạt động trong 
mô hình, hiệu suất xử lý T-N, T-P, TS, TVS ở mẫu đối 
chứng đạt tương ứng 22,76%; 25,71%; 9,4%; 8,1% còn ở 
mẫu thí nghiệm đạt các giá trị tương ứng 52%; 57,38% 
13,7% và 15,7%
- Mô hình được lên men liên tục trong 60 ngày ở 
nhiệt độ dao động từ 280C đến 320C đã cho thấy giá trị 
pH biến thiên theo đúng chu kỳ phát triển trong lên 
men yếm khí, COD và BOD5 trong nước thải đạt hiệu 
suất xử lý cao nhất tại tuần thứ 5 của mẫu thí nghiệm 
với giá trị tương ứng 60,4% và 57,6%.
3. Đã đánh giá được khả năng sản xuất khí sinh học 
trong hình thành bùn hoạt tính từ nước thải chăn nuôi 
lợn với thể tích khí sinh học cộng dồn trong 60 ngày là 
79.947 ml, hiệu suất thu hồi khí CH4 đạt cao nhất sau 
45 ngày lên men là 59%.
4. Từ nghiên cứu và các tài liệu thu thập đã đề xuất 
các quần thể vi sinh vật chủ yếu tham gia vào quá trình 
ổn định và hình thành bùn hoạt tính gồm các nhóm: 
Bacteroidales, Clostridiacea Corynebacterium, A. john-
sonii, Anaerolinceae, Bacteroidales, Syntrophomonada-
ceae, Bacteroidales, Comamonas, Methanobacterium, 
Methanosaeta, Methanomicrobiales.
Có thể sử dụng mô hình xử lý sinh học dòng chảy 
ngược qua tầng bùn kỵ khí (UASB) kết hợp dòng chảy 
xuôi qua giá thể treo (DHS) để ổn định và hình thành 
bùn hoạt tính sinh khí CH4 từ nước thải chăn nuôi lợn■
4. Kết luận 
Kết quả nghiên cứu cho phép rút ra một số kết 
luận sau:
1. Đã nghiên cứu đặc tính của bùn thải và nước thải 
trước và sau khi xử lý biogas. Bùn thải tại các thời điểm 
TÀI LIỆU THAM KHẢO
1. Nguyễn Thị Thanh (2016), Nghiên cứu quá trình tạo bùn 
hạt trong hệ thống UASB nhằm xử lý nước thải sơ chế mủ 
cao su, Luận án tiến sỹ, Trường Đại học Bách khoa Hà Nội.
2. Cao Vũ Hương (2014), Nghiên cứu sự chuyển hóa một số 
yếu tố gây ô nhiễm trong quá trình ổn định bùn thải kết 
hợp rác hữu cơ bằng phương pháp lên men nóng, Luận án 
tiến sỹ, Trường Đại học Khoa học Tự nhiên – Đại học Quốc 
gia Hà nội.
3. Appels L., Baeyens J., Degreve J., Dewil R., (2008), “Principles 
and potential of the anaerobic digestion of waste-activated 
sludge”, Progress in Energy and Combustion Science, 34, 
pp. 755-781
4. Chongrak P., (1996), Organic Waste Recycling, WILEY, 
England
5. Conor Dennehy, Peadar G. Lawlor, Yan Jiang, Gillian 
E.Gardiner, Sihuang Xie, Long D. Nghiêm, Xinmin 
Zhan (2017). Greenhouse gas emissions from different 
pig manure management techniques: a critical analysis. 
Frontier Environment Science and Engineering, 11(3), 
1-16.
6. Gavrilescu M (2002) Engineering concerns and new 
developments in anaerobic wastewater treatment. Clean 
Technologies and Environmental Policy, 3: p. 346– 362.
7. Gerardi M. H. (2003). The microbiology of anaerobic 
digesters. John Wiley & Sons, Inc.
KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU KHOA HỌC 
VÀ ỨNG DỤNG CÔNG NGHỆ
Chuyên đề I, tháng 3 năm 2021 43
8. Narihiro T, Terada T, Kikuchi K, Iguchi A, Ikeda M, 
Yahauchi T, Shiraishi K, Kamagata Y, Nakamura K, and 
Sekiguchi Y (2009) Comparative analysis of bacterial and 
archaeal communities in methanogenic sludge granules 
from upflow.
9. Nelson M.C, Morrison M, and Yu Z (2011) A metaanalysis 
of the microbial diversity observed in anaerobicdigesters. 
Bioresource technology, 102: p. 3730– 3739.
10. Steinfeld H, Gerber P, Wassenaar T, Castel V, Rosales M, De 
Haan C. (2006). Livestock’s Long Shadow: Environmental 
Issues and Options. Rome, Italy, Food and Agriculture 
Organization of the United Nations. 
STUDY ON THE POSSIBILITY OF CREATING ACTIVATED SLUDGE 
FROM PIG FARMING WASTEWATER IN COMBINATION WITH 
COLLECTING CH4
Nguyen Thi Phuong Mai, Pham Tuan Anh 
Falcuty of Environment, Hanoi University of Natural Resources and Environment
Bui Nguyen Minh Thu
Vietnam France University
ABSTRACT
Study on the conditions to create natural activated sludge from pig farming wastewater combined with 
methane collection was implemented based on the combination of sludge of anaerobic digestion with vegeta-
ble by-products in Up-flow anaerobic sludge blanket reactor (UASB) and Down-flow hanging sponge reactor 
(DHS) at the determined rate with two experiment series as control and an experiment with the ratio of sludge 
of anaerobic digestion: by-products of vegetables and fruits of 100: 0; 50:50 during 60 days. Evaluation results 
showed that, the treatment efficiency of the total nitrogen reached 52%; total phosphorus reached 57.38%; to-
tal solids and total volatile solids reached 13.7% and 15.7%, respectively; treatment efficiency of COD reached 
60.4%, BOD5 reached 57.6%. The amount of biogas collected was 79,947 ml in the experimental sample, CH4 
achieved the highest collection efficiency on 45th day for the experimental sample of 59%. Methane gas from 
the studied process mainly involved groups of bacteria Bacteroidales, Clostridiacea Corynebacterium, A. john-
sonii, Anaerolinceae, Bacteroidales, Syntrophomonadaceae, Bacteroidales, Comamonas, Methanobacterium, 
Methanosaeta, Methanomicrobiales.
Key word: Activated sludge, by-products, pig farming wastewater, biogas.