HIỆU SUẤT CỦA TÃ EM BÉ CÓ THỂ Ủ PHÂN TRONG QUÁ TRÌNH LÀM PHÂN VỚI THÀNH PHẦN HỮU CƠ CỦA CHẤT THẢI RẮN ĐÔ THỊ.

HIỆU SUẤT CỦA TÃ EM BÉ CÓ THỂ Ủ PHÂN TRONG QUÁ TRÌNH
LÀM PHÂN VỚI THÀNH PHẦN HỮU CƠ CỦA CHẤT THẢI RẮN ĐƠ
THỊ.
GVHD: TS. Tơ Thị Hiền.
Nhóm 1- 10CMT
Trần Chế Đoan Hạnh

1022089

Lương Thái Hòa

1022112

Từ Minh Khang

1022133

TÓM TẮT
Trong xã hội hiện đại, tã dùng một lần chiếm một tỷ lệ đáng kể trong chất thải rắn đô thị.
Chúng thường được chơn lấp hoặc đốt truyền thống như q trình hạn chế việc tái chế
đang được thực hiện trong một số nơi của châu Âu. Với việc triển khai hệ thống thu gom
riêng biệt cho chất thải hữu cơ của chất thải rắn đô thị (OFMSWs) và sự cần thiết phải
bảo vệ môi trường, tã ủ phân đã xuất hiện trên thị trường để tránh những tác động mơi
trường chính liên quan đến tã dùng một lần không phân hủy sinh học. Trong nghiên cứu
này, một phân bón đầy đủ quy mô thu gom tại nhà OFMSW với 3% (w/w) của tã ủ phân
cũng đã được thực hiện. Trước đây, các thí nghiệm quy mơ phịng thí nghiệm đã xác định
rằng gần 50 % carbon của tã ủ phân được phát thải ra như CO 2 trong điều kiện kiểm sốt
khí. Kết quả thu được ở quy mô lớn chứng minh rằng cả hai quá trình phân huỷ và các
sản phẩm cuối cùng (phân bón) khơng bị thay đổi bởi sự hiện diện của tã ủ phân ở các
khía cạnh quan trọng như yếu tố gây bệnh, tính ổn định và nguyên tố thành phần (bao
gồm các chất dinh dưỡng và kim loại nặng). Kết luận chính của nghiên cứu này là việc

thu gom của OFMSW với tã ủ phân có thể trở thành một hướng chuyển đổi mới để
chuyển chất thải này thành phân bón chất lượng cao

I.

GIỚI THIỆU

Việc phát sinh chất thải là một trong số những vấn đề môi trường quan trọng của xã hội
hiện nay, đặc biệt là những chất thải liên quan đến phân hủy sinh học. Vấn đề quan trọng
là phát triển sản phẩm mới được tăng cường khả năng phân hủy sinh học để thay thế cho
các sản phẩm hiện có (khả năng phân hủy sinh học thấp, có xu hướng tích lũy trong môi
trường).


Tã lót thải bỏ bao gồm các chất hữu cơ (bột giấy cellulose, phân và nước tiểu) (Colón et
al., 2011), thường được thu gom chung và xử lí như rác thải đô thị hoặc thiêu đốt
(Manfredi et al., 2010). Vấn đề mơi trường chính do việc chơn lấp chất thải có hàm lượng
vật liệu hữu cơ cao là phát thải methane, góp phần vào hiệu ứng nóng lên tồn cầu, có
khả năng thấm vào mạch nước ngầm, chiếm dụng đất, tiếng ồn và mùi hôi (Smith et al.,
2001). Mặt khác, tiêu hủy chất thải có thể sinh ra khí ơ nhiễm (NO x, SO2, bụi và dioxins),
phát thải khí nhà kính (NO2, CO2) và tro; chúng nên được quản lí như chất thải nguy hại
(Smith et al., 2001); nhưng chiến lược giảm thiểu để giải quyết vấn đề còn phụ thuộc vào
cơng nghệ được sử dụng và tình hình tại địa phương.
Ngoài ra, the European Union Landfill Directive (The Council of the European
Union, 1999) yêu cầu hạn chế việc xử lí vật liệu phân hủy sinh học tại bãi chơn lấp. Theo
chỉ thi đó, đến năm 2016, chất thải đơ thị phân hủy sinh học vận chuyển đến bãi chôn lấp
phải giảm xuống 35% trên tổng số lượng (theo trọng lượng khô) chất thải đô thị phân hủy
sinh học được sản xuất năm 1995. Việc quản lí hợp lí tã giấy có thể đóng góp vào việc đạt
được mục tiêu trên.
Liên quan đến việc phát sinh tã lót, trong lượng trung bình của tã lót đã qua sử dụng là

212g theo dữ liệu thí nghiệm trọng lượng trung bình của 610 tã thu gom được tại đô thị
của Mancomunitat La Plana (Spain) từ 18 – 24/2/2008. Tại EU-27, 20,621 triệu tã giấy
đã được sử dụng năm 2009 (Eurostat, 2009), với ước lượng 4.3 triệu tấn chất thải, chiếm
1.7% tổng chất thải rắn đô thị phát sinh tại đây. Mặc dù việc phát sinh thường diễn ra tại
các hộ gia đình, nhà trẻ tập trung đáng kể tỉ lệ tã phát sinh. Do đó, đây là yếu tố chiến
lược quan trọng được đưa ra để thay thế tã giấy dùng một lần, như tái sử dụng hoặc làm
phân hữu cơ. Tuy nhiên, độ phổ biến của dịch vụ nhà trẻ rất khác nhau giữa các thành
phố. Bảng 1 cho ta thấy ước tính tổng tã lót đã sử dụng và tã lót sử dụng tại nhà trẻ tại các
thành phố khác nhau ở European. Nó cho thấy sự khác nhau quan trọng giữa các kết quả
phân tích các thành phố. Mặc dù khơng nghiên cứu sâu vấn đề này, có lẽ nó liên quan đến
những khía cạnh về xã hội, kinh tế, văn hóa.


Bảng 1 Ước tính lượng tã lót được sử dụng tại các đơn vị chăm sóc trẻ em được quốc gia
cấp phép (%) (2009).
Chúng ta có 2 sự lựa chọn thay thế cho tã lót dùng 1 lần: tã tái sử dụng và tã làm phân
hữu cơ. Tã lót tái sử dụng có thể rửa sạch sau mỗi lần sử dụng, trong khi đó tã làm phân
hữu cơ sẽ được thu gom cùng với chất thải sinh học và quả lí tại các cơ sở xử lí sinh học,
đặc biệt là các nhà máy làm phân hữu cơ. Trong trường hợp là tã lót dùng 1 lần, những
kiến nghị pháp lí cho rằng nên thu gom nó cùng với những vật liệu bị thải bỏ (Catalan
Waste Agency, 2009a). Ngày nay, số lượng các hãng tã lót dùng làm phân hữu cơ ngày
càng tăng, mặc dù con số đáng tin cậy hoặc tỉ lệ sử dụng vẫn chưa nắm bắt được. Tuy
nhiên, nó lại rất quan trọng để biết được hiệu quả thật sự về mặt phân hủy sinh học của
sản phẩm mới trước khi nó xuất hiện trên thị trường.
Mặc dù khơng phải vấn đề chính của nghiên cứu, Hakala et al. (1997) đã thực hiện một
so sánh cuộc sống đánh giá vịng đời sản phẩm (LCA) giữa tã thơng thường và tã làm
phân ủ. Trong trường hợp này, tã làm phân hữu cơ sử dụng axit polylactic (PLA) thay thế
cho polypropylene (PP) và polyethylene (PE). Các điểm khác biệt được tìm thấy trong
các tác động của tã thơng thường và tã làm phân hữu cơ là nhỏ.
Tác động chính của tã lót làm phân hữu cơ được tìm thấy trong suốt hoạt động nông

nghiệp với vật liệu thô và trong quá trình lên men thành acid lactic (phát thải trong phú
dưỡng và tiêu thụ năng lượng). Trái lại, tã lót làm phân hữu cơ có thể được chuyển đổi
thành phân hữu cơ, nâng cao chất lượng đất và thay thế 1 phần phân khoáng. Như vậy,


lượng chất thải chôn lấp sẽ giảm đi đáng kể. Một lợi thế khác rằng polymer sinh học sẽ
được tái tạo hằng năm từ vật liệu thơ.
Tác động chính của tã lót thường là phát thải hydrocarbon vào khơng khí và nước từ dây
chuyền sản xuất PP và PE và tác động của việc chôn lấp hoặc thiêu đốt là cơ sở cho việc
xử lí chúng.
Trong diễn giải kết quả của Hakala et al. (1997), các yếu tố được đưa vào tài khoản. Khu
vực sản xuất polymer sinh học đã trải qua sự cải tiến lớn trong vòng vài năm (Wee et al.,
2006; Madhavan Manpoothiri et al., 2010) và có thể cho thấy tác động hiện tại của
polymer sinh học thấp hơn. Đánh giá vòng đời sản phẩm PLA được trình bày bởi Vink et
al. (2003) giảm tiềm năng năng lượng sử dụng từ 54MJ/kg xuống khoảng 7MJ/kg PLA,
và giảm khí nhà kính từ +1.8 xuống -1.7kg CO2 tương đường /kg PLA. Trong những năm
gần đây, khối lượng thông thường của tã đã giảm trung bình 30%, chủ yếu do việc giảm
cellulose (EDANA, 2008; Hakala et al., 1997). Mặt khác, thành phần phát triển nhất là
polymer siêu thấm (SAP). Theo thơng tin từ nhà sản xuất tã lót ủ phân hữu cơ, SAP hoàn
toàn bị thay thế bằng polymer sinh học từ tinh bột, khơng phát thải khí nhà kính.
Kết quả là, mục tiêu của nghiên cứu này:
(i)
(ii)
(iii)

II.

Phân tích quá trình phân hủy sinh học của 2 hãng sản xuất tã lót ủ phân hữu cơ.
Nghiên cứu ở quy mơ lớn hiệu suất q trình ủ phân tã lót được thu gom tại các
nhà trẻ với OFMSW,

Đánh giá chất lượng sản phẩm cuối cùng giữa điều kiện thí nghiệm có và khơng
phối trộn tã lót.

PHƯƠNG PHÁP

II.1. Thí nghiệm quy mơ phịng thí nghiệm
Hai thí nghiệm quy mơ phịng thí nghiệm được thực hiện nhằm đánh giá khả năng phân
hủy sinh sinh học của hai loại tã thương mại có khả năng làm phân (D1 và D2) trong xấp
xỉ 600h. Bên cạnh đó một cuộc thí nghiệm (khơng dùng tã có khả năng làm phân) cũng
được thực hiện. Điều kiện thí nghiệm được hiệu chỉnh tối ưu cho việc ủ phân.
Các bước thực hiện thí nghiệm:
1. Tã được dùng ủ phân (khoảng 0.5 kg cho mỗi hãng D1, D2) được cắt thành mảnh
nhỏ có kích thước <1cm, phù hợp với điều kiện xử lí tã tại nhà máy ủ phân (Colón
et al., 2011).


2. Tã giấy sau khi cắt (42.08g) được trộn với 100g phân compost ổn định từ nhà máy
làm phân compost Mancomunitat la Plana tạo thành hỗn hợp chứa 30wt% tả và
70wt% phân. Tỷ lệ này được lựa chọn để phân có độ ổn định và quan sát sự khác
biệt đáng kể trong việc hình thành CO 2 để kiểm sốt thí nghiệm. Độ ẩm thì được
hiệu chỉnh bởi việc kiểm tra nắm tay theo Cơ quan nông nghiệp và Hội đồng làm
phân compost ở Mỹ (2001) bằng việc thêm vào mỗi mẫu 325g nước. Độ xốp được
hiệu chỉnh đến 50% theo Ruggieri et al (2009). Bình phản ứng bằng thủy tinh thể
tích 1L được đổ đầy hỗn hợp cuối cùng. Bản sao cho mỗi cái cũng được chuẩn bị.
3. Bình phản ứng được đổ đầy với phân compost đến từ nhà máy làm phân compost
Mancomunitat la Plana với độ ẩm được hiệu chỉnh đến 50%. Thí nghiệm này được
coi như thí nghiệm kiểm sốt. Bản sao cũng được chuẩn bị.
4. Trong suốt q trình kiểm tra hơ hấp, khơng khí được làm ẩm tại cùng nhiệt độ của
vật liệu được sử dụng, vì vậy độ ẩm của vật liệu chỉ thay đổi +/- 2%.
Việc phát thải khí CO2 được đo liên tục bằng hệ thống respirometer được mô tả trong

phương pháp phân tích và sau phương pháp được phát triển bởi Ponsa et al. (2010).
Sự khác biệt về lượng CO2 giữa mẫu chức tã ( D1 và D2) với mẫu kiểm chứng được
xem như là lượng CO2 thải ra do việc phân hủy tã.
Cơng thức tính số gam C được phát sinh:
X g CO2 x x x = X g C

(1)

Trong khi đó, tổng khối lượng của C trong tã được tính tốn bằng cách sử dụng tổng
carbon phân tích.

II.2 Thí nghiệm quy mơ lớn:
II.2.1 Việc cung cấp tã có khả năng làm phân compost
Trong 11 ngày làm việc, 75 trẻ em tại nhà trẻ Nova Espurna (Barcelona, Spain) đã sử
dụng tã có thể làm phân thay cho tã sử dụng một lần. Hai loại nhãn hiệu tã có thể dùng
làm phân compost (D1 và D2, với sản lượng cao nhất tại Tây Ban Nha) được sử dụng,
35 trẻ em được sử dụng 558 tã loại D1 trong khi đó 40 trẻ em được sử dụng 542 tã
D2. Thí nghiệm về việc sử dụng tã phân ủ được cam kết để thu thập đủ số lượng nhằm
tiến hành thí nghiệm ủ phân quy mô lớn.
Tã được thu về mỗi ngày. Để làm chậm quá trình phân hủy sinh học của tã, trước khi
đến cơ sở làm phân, tã thu về được giữ trong phòng lạnh với nhiệt độ 10oC.


II.2.2 Cơ sở làm phân compost
Thí nghiệm quy mơ lớn được thực hiện tại nhà máy làm phân compost Mancomunitat
la Plana (Malla, Barcelona, Spain) và nhận chất thải hữu cơ từ kế hoạch thu gom. Nhà
máy được đặt tại khu vực nơng thơn với khí hậu Địa Trung Hải. Cơng suất hiện nay
của nhà máy là gần đến 2500 tấn / năm. Chất thải làm phân được đặt trong những
container hình thang làm từ bê tơng với 3 ống dẫn được đục lỗ trên sàn nhằm cung cấp
khí và thu thập nước rỉ rác, nước rỉ rác được lưu giữ trong một bể riêng biệt và được

tái tuần hoàn lại cho quá trình phân hủy để duy trì độ ẩm đầy đủ (4-6 tuần). Sau đó,
giai đoạn đóng rắn được thực hiện trong các ống quay (8-12 tuần).
II.2.3 Thiết lập thí nghiệm:
Hai q trình khác nhau được thực hiện với việc có và khơng có tã ủ phân. Chỉ có một
bản sao được thực hiện ở quy mô lớn cho cả hai thí nghiệm vì số lượng ngun liệu
cần lớn. Các bước sau đây được theo dõi để xây dựng hai cọc:
1. Chất nền chính cho việc làm phân là OFMSW đến từ các đô thị với hệ thống
thu gom tại nhà. Chất nền này bao gồm phần tồn dư của nhà bếp và cắt tỉa
vườn. Mức độ tạp chất trung bình của OFMSW là < 1% (Catalan Waste
Agency, 2009a). Đặc tính cùa nguyên liệu được thể hiện ở bảng 2. OFMWS
được trộn với chất trương nở để đảm bảo tỉ lệ thể tích 1:1, mặc dù tỉ lệ khối
lượng thì khác nhau ít trong các hỗn hợp (có hay khơng có tã lót) do chất trương
nở sử dụng khơng đồng đều. Tuy nhiên, sự khác biệt về độ xốp trong hai mẫu
đã được giảm thiểu tối đa (< 5%).
2. OFMSW (19.575kg) trộn với chất trương nở (8500kg) bao gồm chất thải cắt tỉa
được xay nhỏ ra theo tỉ lệ thể tích 1:1 để đảm bảo độ xốp phù hợp. Hỗn hợp này
được coi như thí nghiệm khơng dùng tã. Kích thước của ống xấp xỉ: cao 1.5-2
m, rộng 4-5 m, dài 10m.
3. OFMSW (5380kg) được trộn với tã có khả năng phân hủy (160kg, 51% D1 và
49% D2) để tạo hỗn hợp chứa 3wt% của tã trẻ em trong OFMSW. Cùng thời
gian, chất trương nở (2830kg) được thêm vào để có tỉ lệ thể tích 1:1. Hỗn hợp
này được coi là thí nghiệm làm phân compost với tã giấy. Kích thước của ống
xấp xỉ: cao 1.5-2m, rộng 4-5m, dài 5m.
Cả 2 hỗn hợp (có và khơng có tã) được làm phân compost trong khu phản ứng dùng khí
cưỡng bức tĩnh giống nhau trong 41 ngày (giai đoạn phân hủy chủ động). Khu phản ứng


chia làm hai phần riêng biệt và được đổ đầy 2 hỗn hợp. Sau khoảng thời gian đó, giai
đoạn đóng rắn được thực hiện trong 2 ống quay riêng biệt trong 65 ngày. Trong q trình
đóng rắn, ống được quay 1 lần/tuần và làm ẩm khi cần thiết bằng thiết bị Blackhus turner

Model 15.5 (Edewech Germany), thiết bị này có khả năng vừa quay vừa cung cấp độ ẩm
cùng lúc. Sau q trình đóng rắn, vật liệu được sàng đến 10mm để được sản phẩm phân
compost cuối cùng.
Để giảm sát quá trình làm phân compost của hai loại vật liệu trong suốt giai đoạn phân
hủy sử dụng khí cưỡng bức tĩnh, nhiệt độ được đo liên tục tại chỗ (tại 2 độ sâu vật liệu
khác nhau: 0.4m và 1m), tại 2 điểm khác nhau của phản ứng. Trong giai đoạn phân hủy
sử dụng khí cưỡng bức tĩnh thì nhiệt độ trung bình được thể hiện. Trong suốt giai đoạn
đóng rắn, nhiệt độ được đo vào ngày 73 và 106 của q trình làm phân (bao gồm cả giai
đoạn cấp khí chủ động), sử dụng đầu dò nhiệt (Pt-100; Desin Instrument, Barcelona,
Spain).

Bảng 2: Thuộc tính của phần hữu cơ sử dụng của chất thải rắn đô thị khi trộn chất trương
nở theo tỷ lệ thể tích (1:1).
Việc lấy mẫu để phân tích cho cả hai vật liệu được thực hiện vào ngày 1, 21, 41, 73 và
106 trong 2 ống. Bốn mẫu nhỏ (mỗi mẫu 5kg) được lấy ra từ 4 điểm của mỗi ống. 4 mẫu
nhỏ của mỗi ống được trộn bằng tay tạo thành mẫu đại diện cho mỗi ống. Độ ẩm, vật chất
hữu cơ và chỉ số hô hấp được xác định trong 1 dịch chất của ít nhất 1kg mẫu đại diện.


II.3 Phương pháp phân tích chung:
Cacbon tổng (TC), thành phần khô (DM) và độ ẩm, hàm lượng chất hữu cơ (OM), pH, độ
dẫn điện, tổng nitrogen Kjeldahl, tỉ lệ C/N và mật độ trương nở được xác định trong bản
sao của mẫu đại diện theo phương pháp chuẩn của Sở nông nghiệp Mỹ và Hội đồng làm
phân compost Mỹ (2001).
Độ xốp khơng khí được làm đầy (AFP) thì được đo tại vị trí cũ với hằng số lượng khí
pycnometer được phát triển bởi Ruggieri et al. (2009). AFP được thể hiện dưới dạng chỉ
số trung bình của ba lần đo.
Thành phần kim loại nặng (niken, chì, đồng, kẽm, thủy ngân, cadimi, crom, crom VI)
được xác định trong sản phẩm phân compost cuối cùng bởi phịng thí nghiệm bằng cách
sử dụng phổ hấp thu nguyên tử (Applus S.A., Lieida, Spain). Chỉ thị về thành phần gây

bệnh (E.coli, Salmonella) được phân tích trong phịng thí nghiệm bằng cách sử dụng
phương pháp liệt kê màng lọc (Applus S.A., Lieida, Spain).
Để giám sát sự hoạt động và độ ổn định của vật liệu, chỉ số hơ hấp động (DRI) và CO 2
tích lũy (ATn) được xác định. Trong nghiên cứu này, DRI và ATnwere xác định theo
phương pháp được đề xuất bởi Ponsa et al. (2010). Ngắn gọn, nó bao gồm 2 bình phản
ứng bằng thủy tinh, phòng tĩnh nhiệt tại 37oC, tủ điều khiển, bộ cảm biến CO2 và O2, hệ
thống cung cấp khí dựa trên flow meter và 1 máy tính. DRI được biểu thị bằng mg oxy
tiêu thụ mỗi gam thành phần hữu cơ mỗi giờ (mg O 2 g-1 OM h-1). Nó tương ứng với giá trị
trung bình của hoạt động hô hấp tối đa trong suốt 24h. AT n là số g CO2 được tạo ra trên
mỗi g thành phần khơ (mg CO2 g-1 DM), trong đó n là thời gian thí nghiệm, nó cũng là
giá trị trung bình của các phép đo.

III. KẾT QUẢ VÀO THẢO LUẬN
III.1 Thí nghiệm quy mơ phịng thí nghiệm
Hình 1a cho thấy sự tiến triển của CO2 trong tồn bộ các thí nghiệm hô hấp. Giá trị CO 2
cao được thải ra trong 300h đầu tiên bởi các thí nghiệm D1 và D2, và nó cho thấy rõ ràng
sự phân hủy sinh học đáng kể của tã ủ phân. Ngược lại, lượng khí thải CO 2 của các thí
nghiệm kiểm sốt là rất thấp và liên quan đến sự ổn định cao của phân hữu cơ được sử
dụng (chỉ số hô hấp 0,8 mg O 2 g OM h-1). Nó được chỉ ra rằng phân ổn định đã được sử
dụng như một chất nền đồng nhất với mục đích tối đa hóa sự khác biệt giữa lượng khí
thải CO2 của D1, D2 và kiểm soát. Khoảng thời gian đầu của sự sụt giảm mạnh được
theo sau bởi giai đoạn mà thí nghiệm D1 và D2 phát thải CO 2 thấp, gần với đường phát


thải nền tạo ra bởi thí nghiệm kiểm chứng. Một giả thiết để giải thích sự sụt giảm nhanh
chóng của hoạt động vi sinh trong mẫu D1 và D2 có thể là thiếu các chất dinh dưỡng có
trong mẫu, chủ yếu là N, do tỷ lệ C / N cao từ việc bổ sung một lượng lớn C (tã ủ phân
chủ yếu được làm bằng carbon phân hủy sinh học). Tuy nhiên, để xác nhận lại điểm này,
việc phân tích cụ thể hàm lượng nitrogen và một sự cân bằng hoàn toàn của hợp chất này
bao gồm phát thải amoniac nên được thực hiện.

Hình 1: Lượng CO2 tích lũy trong q trình phân tích trong phịng thí nghiệm ở q trình
trao đổi khí của tã ủ phân
Hình 1b cho thấy lượng CO 2 tích lũy trong suốt q trình thí nghiệm. Lượng CO 2 phát
thải ra từ quá trình phân hủy sinh học của tã (cả cellulose và những polymer phân hủy
sinh học) tương ứng lần lượt là 8.04 và 7.91g C, có nghĩa là sự suy giảm của thành phần
C tã ban đầu tương ứng 44,72% và 44,00%. Đây lại kết quả được tóm tắt trong bảng 3.
Việc thiếu các chất dinh dưỡng, nhiệt độ mesophilic và việc sử dụng một hệ thống tĩnh
có thể là nguyên nhân của việc quan sát phân hủy sinh học khơng hồn chỉnh này. Cải
thiện những điểm này, khi nó xảy ra tại một cơ sở có quy mơ lớn, có thể nâng cao sự
phân hủy sinh học của tã. Những nghiên cứu gần đây đã chỉ ra rằng, ngay cả ở quy mơ
phịng thí nghiệm, phân hủy sinh học của tã dùng một lần có thể đạt giá trị gần 90% bằng
cách sử dụng các điều kiện kiểm soát và điều kiện thuận lợi (Espinosa-Valdemar et al.,
2011). Điều này sẽ phù hợp với tiêu chuẩn EN 13432 đối với nhựa phân hủy sinh học.
Mặc dù tiêu chuẩn này không đạt với tã lót làm phân ủ ở quy mơ phịng thí nghiệm, mục
đích chính là để quan sát phân hủy sinh học của chúng trong khoảng thời gian ngắn hơn.


Theo thông tin của nhà sản xuất, sự phân hủy sinh học đạt được cho tã ủ phân xem
xét yêu cầu thời gian của tiêu chuẩn EN 13432 là trên 95%.

Bảng 3: Sự suy giảm của tã ủ phân trong các thí nghiệm ni cấy ở quy mơ phịng thí
nghiệm
III.2. Thí nghiệm quy mơ lớn
Nhìn chung, những mơ hình tương tự trong suốt thời gian ủ phân của OFMSW có và
khơng có tã ủ phân đã thu được, nó đã được quan sát cùng với các polymer phân hủy sinh
học khác được sử dụng tại quy mô thực địa (Klauss và Bidlingmaier, 2004).
Hình. 2 cho thấy các thơng số nhiệt độ đo được trong quá trình phân huỷ, nhiệt độ theo
mơ hình điển hình của một q trình ủ và nhiệt độ ưa nhiệt đã đạt được trong cả hai
trường hợp trong vài ngày (Barrena et al., 2006a; Ruggieri et al., 2008; Pognani et al.,

2012). Một đỉnh điểm thứ hai nhiệt độ đã được quan sát sau 20 ngày thí nghiệm cho cả
hai vật liệu, có thể do sự thay đổi trong tỷ lệ thơng khí. Do đó, có thể kết luận rằng toàn
bộ các vật liệu đã được tiếp xúc với nhiệt độ có đảm bảo hygienisation vật liệu (phá hủy
tác nhân gây bệnh và hữu hiệu với hạt cỏ dại) theo các tiêu chí nền về điều kiện nhiệt độ thời gian do Cơ quan Bảo vệ Môi trường Hoa Kỳ (1995) và Ủy ban châu Âu (2000) đề
xuất.
Trong tất cả các giai đoạn phân huỷ, độ ẩm luôn nằm trong khoảng 40-60%. Độ ẩm
không chỉ một xu hướng rõ ràng trong giai đoạn phân hủy do sự vận hành nhà máy (nước
thải tuần hoàn liên tục). Trong giai đoạn đóng rắn, độ ẩm được duy trì khoảng 50% thông
qua việc bổ sung nước máy khi cần thiết để duy trì sự phát triển của vi sinh vật ủ phân.
Hơn nữa, quá trình ủ phân diễn ra trong điều kiện mùa đông, và lượng mưa không cho
phép phân khô trong những ngày cuối.


Hình 2: Nhiệt độ đo được trong quá trình phân huỷ quy mô lớn. Nhiệt độ môi trường là
trong khoảng10 và 200C
Hàm lượng chất hữu cơ cũng giảm liên tục trong suốt thời gian ủ phân, và giảm từ 74%
xuống 50% và được đo vào cuối quá trình phân huỷ. Theo dự kiến, sự sụt giảm của OM
xảy ra trong cả giai đoạn ưa nhiệt và giai đoạn đóng rắn (Colón et al., 2011).
Hình. 3 thể hiện sự tiến triển của các chỉ số hô hấp động. Theo quan sát, phần quan trọng
nhất của sự giảm thiểu hoạt động sinh học xảy ra trong giai đoạn phân hủy chủ động cao
(41 ngày) khi DRI giảm từ 4-5 mg O 2 g-1 OM h-1 tới gần 2 mg O2 g-1 OM h-1. Sau giai
đoạn đầu này, việc giảm chậm các hoạt động hô hấp đã được quan sát đến cuối quá trình
(ngày 106) và đạt giá trị cuối cùng gần 1 mg O 2 g-1 OM h-1, tương tự như phân ổn định
(Barrena et al., 2006b; Ponsa et al., 2010).


Hình 3: Diễn biến của chỉ số hơ hấp trong quá trình ủ phân hữu cơ của phần chất thải rắn
đơ thị, có và khơng có tã (độ lệch chuẩn triplicates chỉ số hô hấp được đại diện cho mỗi
điểm). Đường nét đứt dọc ngăn cách sự phân hủy (quá trình thơng khí buộc) từ giai đoạn
trưởng thành (turned pile process)

Khoảng này tương ứng với việc phân hủy sinh học gần 90% khi xem xét OFMSW và sự
giảm thiểu tã ủ phân trong hoạt động hô hấp (Ponsa et al., 2008; Colón và cộng sự, 2011).
Bảng 4 cho thấy các đặc tính hồn chỉnh của sản phẩm phân cuối cùng thu được có và
khơng có tã phân ủ. Một lần nữa, giá trị quan sát giữa hai loại phân trộn là rất giống nhau.
Chỉ có sự khác biệt tương đối nhỏ được quan sát trong một số thông số. Những khác biệt
này có thể liên quan đến sự khơng đồng nhất của nguyên liệu ban đầu và một số khác biệt
nhỏ có thể có trong hiệu suất của q trình phân huỷ, kể từ quy mơ lớn nó, thực tế khơng
thể thực hiện cả hai thí nghiệm dưới điều kiện chính xác (Ruggieri et al., 2008). Kết luận
chung là cả hai sản phẩm đều vệ sinh, ổn định và chất lượng tốt. Trong cả hai loại phân,
hàm lượng chất hữu cơ cao hơn 35%, hàm lượng nitrogen tổng hơn 2%, và tỷ lệ C/N thấp
hơn 20, với độ ổn định cao (DRI 1mg O2 g-1 OM h-1) khiến vật liệu này thành phân chất
lượng cao hữu ích cho nhiều ứng dụng nơng học.
Về vệ sinh mơi trường, nó đạt được hiệu quả cao và khơng có các vi sinh vật gây bệnh
được sử dụng như các chỉ số được phát hiện với lượng đáng kể. Rõ ràng là nhiệt độ đạt
được và sự phân rã tự nhiên của tác nhân gây bệnh có tác động tích cực đến vấn đề vệ
sinh và khơng có vấn đề do bổ sung tã được quan sát (Gerba et al, 1995.).


Liên quan đến thành phần kim loại nặng, rõ ràng mức độ phát hiện ở cả hai vật liệu thấp.
Ngoại lệ duy nhất là sự hiện diện của chì trong sản phẩm phân cuối cùng không trộn tã
vượt quá giới hạn cho phân ủ loại A trong luật pháp châu Âu. Nó rất quan trọng để nhận
xét các hàm lượng kẽm thấp trong tã lót ủ phân hữu cơ, vì kẽm thường được sử dụng
trong sáp thơm chăm sóc da cho bé (Runeman, 2008; Visscher, 2009) và được bổ sung
cho sản phẩm sữa bột (Ikem et al., 2002). Giả thuyết này đã được đưa ra bởi Colón et al.
(2011) là một trong những lý do có một lượng kẽm tương đối cao được tìm thấy trong sản
phẩm ủ phân cuối của OFMSW với tã lót dùng một lần thơng thường. Trong nghiên cứu
này, các kết luận chính chỉ ra rằng tã dùng một lần không làm thay đổi hiệu suất của q
trình phân huỷ, nhưng một số đặc tính của sản phẩm cuối cùng khác nhau. Nói chung,
liên quan đến nồng độ kim loại nặng, có sự khác biệt giữa cả hai loại phân ủ dường như
liên quan đến sự biến thiện mẫu của OFMSW và hệ thống thu gom được đề xuất. Điều

này đã được quan sát thấy khi ủ OFMSW, một phần nhỏ của chất thải rắn đô thị với tính
khơng đồng nhất cao (Colón et al., 2011; Catalan Waste Agency, 2011;. Huer-ta-Pujol et
al., 2011).
Mặc dù việc phân hủy sinh học tã khơng xảy ra hồn tồn nhưng phần lớn các tã đã phân
hủy, mặc dù sự xác nhận đáng tin cậy ở điểm này nên được thực hiện bằng cách gắn nhãn
C-14 và theo lượng phát thải CO 2. Trong thực tế, chỉ có một bộ phận nhỏ của tã không
phân hủy được quan sát trực quan sau quá trình phân huỷ. Tuy nhiên, những bộ phận này
được tách ra dễ dàng ra khỏi vật liệu qua một lưới lọc 10mm, thường được sử dụng ở
những bước cuối cùng trong việc sàng lọc phân hữu cơ. Sau đó, những mảnh cịn lại của
tã khơng phân hủy có thể được tái tuần hồn với q trình tiếp theo mà khơng có bất kì lo
ngại nào, vì chúng khơng chứa các thành phần không phân hủy.


Bảng 4: Thuộc tính của sản phẩm phân cuối cùng thu được có và khơng có tã. u cầu
của phân nhóm A theo pháp luật Tây Ban Nha cũng được hiển thị (Ministerio de la
Presidencia, 2005)

IV.

KẾT LUẬN

Tã bé chiếm một tỷ lệ đáng kể trong chất thải rắn đô, khoảng 1,7% trong UE-27 (năm
2009). Hiện nay, tã giấy không thể tái chế và toàn bộ chúng kết thúc tại các bãi chơn lấp
hoặc lị đốt.
Một kinh nghiệm đã được thực hiện trong vườn ươm với hai tã ủ phân thương mại và sau
đó q trình phân hủy sinh học của chúng được phân tích bằng phương tiện của một q
trình ủ với OFMSW. Thu gom và xử tã ủ cùng với các nguồn phân tách OFMSW không
bao hàm bất kỳ sự thay đổi nào trong các hoạt động và quá trình ủ phân của dịng chất
thải rắn đơ thị.
Trong quy mơ phịng thí nghiệm, có thể trình bày một số hạn chế so với quy mô lớn, giá

trị suy giảm gần 45% hàm lượng ban đầu.
Quá trình ủ phân của OFMSW với tã ủ phân với quy mô lớn đã cho thấy khơng có vấn đề
kỹ thuật trong q trình sinh học về sự ổn định, chất lượng và vệ sinh môi trường của các
sản phẩm phân hữu cơ. Không phát hiện vi sinh vật gây bệnh khi ủ tã làm phân, một điểm
có liên quan khi xem xét những hạn chế pháp lý có thể có trong việc thu thập và xử lý các
OFMSW chứa tã đã sử dụng.
Chúng tơi cho rằng việc sử dụng tã ủ phân có thể thay thế tã dùng một lần mà khơng có
vấn đề về kỹ thuật và thu hồi được một lượng đáng kể các chất hữu cơ. Tuy nhiên, một
LCA hoàn chỉnh của tất cả các q trình về tính bền vững và tác động mơi trường và
phân tích kinh tế nghiêm ngặt nên được nghiên cứu thêm để xác nhận sự phù hợp của sự
lựa chọn mới này.
V.

LIÊN HỆ VỚI VIỆT NAM.

Hầu hết các loại tã giấy trên thị trường Việt Nam đều là tã giấy thông thường không phải
là loại tã giấy có khả năng ủ phân. Vì vậy, việc áp dụng phương pháp tái chế tã giấy tại
Việt Nam, là điều không khả thi. Hơn nữa, hiện tại Việt Nam chưa có thực hiện phân loại
rác tại nguồn do đó sẽ càng khó khăn hơn trong việc tái chế tã giấy trẻ em.