Luận văn Khả năng xử lý COD và TSS trong nước thải sinh hoạt của hệ thống Đất ngập nước kiến tạo trồng cỏ Vetiver

LVTN ngành Khoa học Môi trường
CHƯƠNG 1
GIỚI THIỆU
1.1 Đặt vấn đề
Hiện nay, bên cạnh các tác nhân tự nhiên như nhiễm phèn, nhiễm mặn, tình
trạng ô nhiễm nguồn nước ở Đồng bằng sông Cửu Long (ĐBSCL) còn do hoạt động
kinh tế xã hội. Đó là lượng chất thải từ sản xuất công nghiệp, dịch vụ, chất thải sinh
hoạt, chăn nuôi và chất thải từ sản xuất nông nghiệp đang ngày một gia tăng. Theo
điều tra của Hội Bảo vệ Thiên nhiên và Môi trường Việt Nam (Nguồn
http://www.vance.org.vn), nước thải sinh hoạt chiếm khoảng 80% tổng số nước thải ở
các thành phố của Việt Nam, là nguyên nhân chính gây nên tình trạng ô nhiễm nguồn
nước và vấn đề này có xu hướng ngày càng xấu đi. Hiện nay, hầu hết các đô thị đều
chưa có hệ thống xử lý nước thải sinh hoạt. Ở các đô thị đã có một số trạm xử lý nước
thải tập trung thì tỷ lệ nước được xử lý còn rất thấp so với yêu cầu (Báo cáo Môi
trường Quốc gia 2010). Đa phần, nguồn nước thải sinh hoạt đều qua các hệ thống cống
rãnh, các hệ thống này thường dùng chung với hệ thống thoát nước mưa, thải trực tiếp
ra môi trường tự nhiên gây ô nhiễm môi trường nước trầm trọng. Ô nhiễm do nước
thải sinh hoạt chủ yếu là ô nhiễm các chất hữu cơ, trong đó các thành phần như COD,
BOD, TSS… là rất đáng kể. Trong khi đó nguồn nước mặt ở ĐBSCL vẫn còn là nguồn
nước cung cấp cho sinh hoạt. Vì thế cần phải có các biện pháp bảo vệ nguồn nước mặt
tránh những tác động gây ô nhiễm đến nguồn cung cấp nước sạch này.
Trên thế giới, việc sử dụng hệ thống Đất ngập nước kiến tạo (ĐNNKT) để xử lý
nước thải đã được áp dụng và mang lại kết quả tối ưu. Khác với những công nghệ hóa
lý thì công nghệ sinh học sử dụng hệ thống ĐNN để xử lý nước thải sinh hoạt là điều
khá khả thi (Trang et al., 2010). Đất ngập nước có vai trò xử lý chất ô nhiễm cao mà
đặc biệt là ô nhiễm hữu cơ, vừa mang tính hiệu quả mà chi phí lại ít tốn kém, rất thích
hợp cho tình hình kinh tế hiện nay (Brix, 1997).
Cùng góp phần vào tham gia nghiên cứu và tiến hành ứng dụng thực tiễn các
biện pháp xử lý nước thải bằng biện pháp sinh học, cụ thể là xử lý nước thải sinh hoạt
bằng hệ thống ĐNNKT. Hệ thống được thiết kế hoàn thành năm 2002 dưới sự tài trợ
của dự án VLIR – A2 và được thực hiện nghiên cứu với một lưu lượng nước thải đầu
vào là 600 L/ngày. Tuy nhiên, những nghiên cứu trên hệ thống chỉ tập trung đánh giá
về chất lượng nước và được các tác giả khuyến nghị nên thực hiện những nghiên cứu
trên thực vật, vì thực vật cũng đóng vai trò quan trọng, góp phần vào xử lý nước thải
của hệ thống (Tuan et al., 2005; Trang et al., 2010). Bên cạnh đó, cỏ Vetiver được
đánh giá là một loại thực vật đa năng, đa dụng, bảo vệ hữu hiệu đất và nước trong
nông nghiệp, Vetiver vừa có thể phát triển được ở những nơi có độ chua, độ mặn, độ
phèn, độ kiềm rất cao, thậm chí đến mức độc hại, kể cả một số kim loại nặng và hóa
chất nông nghiệp. Do đó, đề tài “Khả năng xử lý COD và TSS trong nước thải sinh
SVTH: Lê Thị Việt Trinh, KHMT35 1

hoạt của hệ thống Đất ngập nước kiến tạo trồng cỏ Vetiver” được tiến hành ở Khu
1, Đại học Cần Thơ.
Trên thực tế, hệ thống này có thể chịu được lưu lượng nước thải đầu vào cao
hơn do tính toán ban đầu hệ thống này có lưu lượng tải nạp lý thuyết khoảng 9600
L/ngày (Tuan et al., 2005). Mặt khác, nghiên cứu của Ngô Thụy Diễm Trang và Hans
Brix (2012) khi đánh giá hiệu suất xử lý nước thải sinh hoạt trên cùng hệ thống với lưu
lượng nạp vào cao hơn thông qua chất lượng nước thải đầu ra so với tiêu chuẩn QCVN
24:2009/BTNMT (thay thế cho TCVN 5945:2005) (Loại A: cho phép thải vào nguồn
tiếp nhận là nguồn nước dùng cho mục đích sinh hoạt; Loại B: cho phép thải vào
nguồn tiếp nhận là nguồn nước dùng cho mục đích khác) đã cho thấy có hiện tượng
chảy tràn bề mặt khi tăng lưu lượng nạp lên 1200 L/ngày và hàm lượng đạm trong
nước thải đầu ra vượt tiêu chuẩn loại A QCVN 24:2009. Do đó, lưu lượng nạp nước
được đề xuất trong nghiên cứu này là 1000 L/ngày.
1.2 Mục tiêu và nội dung nghiên cứu
 Mục tiêu tổng quát: Đánh giá khả năng xử lý chất hữu cơ trong nước thải
sinh hoạt của hệ thống ĐNNKT trồng cỏ và không có trồng cỏ Vetiver.
 Mục tiêu cụ thể của đề tài:
- Khảo sát nồng độ COD, TSS trong nước thải đầu vào và đầu ra của hệ thống
ĐNNKT không trồng cỏ Vetiver và có trồng cỏ Vetiver với lưu lượng nạp nước là
1000L/ngày;
- Đánh giá hiệu suất xử lý COD và TSS của hệ thống.
 Nội dung nghiên cứu:
- Thu thập tài liệu về tình hình ô nhiễm nước thải sinh hoạt; các hệ thống đất
ĐNNKT và thực vật ĐNN đã được nghiên cứu.
- Tìm hiểu khả năng xử lý nước thải của cỏ Vetiver.
- Tiến hành thực hiện thí nghiệm nhằm khảo sát khả năng xử lý chất hữu cơ
trong nước thải sinh hoạt bằng hệ thống ĐNNKT có trồng và không có trồng cỏ
Vetiver.
- Thu mẫu và phân tích các chỉ tiêu COD, TSS của các mẫu đầu vào và đầu ra
của nước thải sinh hoạt từ hệ thống có trồng và không có trồng cỏ. So sánh các chỉ tiêu
trên với QCVN 14:2008 (Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về nước thải sinh hoạt).

CHƯƠNG 2
LƯỢC KHẢO TÀI LIỆU
2.1 Ô nhiễm nước
2.1.1 Định nghĩa
Hiến chương châu Âu về nước đã định nghĩa: "Ô nhiễm nước là sự biến đổi nói
chung do con người đối với chất lượng nước, làm nhiễm bẩn nước và gây nguy hiểm
cho con người, cho công nghiệp, nông nghiệp, động vật nuôi và các loài hoang dã."
Theo các quy định về Bảo vệ Môi trường của Việt Nam, ô nhiễm nước là việc
đưa vào các nguồn nước các tác nhân lý, hoá, sinh học và nhiệt không đặc trưng về
thành phần hoặc hàm lượng đối với môi trường ban đầu đến mức có khả năng gây ảnh
hưởng xấu đến sự phát triển bình thường của một loại sinh vật nào đó hoặc thay đổi
tính chất trong lành của môi trường ban đầu.
“Ô nhiễm nước mặt diễn ra khi đưa quá nhiều các tạp chất, các chất không
mong đợi, các tác nhân gây nguy hại vào các nguồn nước này” (Lê Hoàng Việt, 2003).
2.1.2 Nguồn và các yếu tố gây ô nhiễm nước
2.2 Nước thải sinh hoạt
Nước thải sinh hoạt là nước được thải bỏ sau khi sử dụng cho các mục đích sinh
hoạt của cộng đồng: tắm, giặt giũ, tẩy rửa, vệ sinh cá nhân… Chúng thường được thải
ra từ các căn hộ, cơ quan, trường học, bệnh viện, chợ, và các công trình công cộng
khác.
Tất cả mọi cộng đồng đều sản sinh ra nước thải. Theo định nghĩa đơn giản nhất
nước thải chính là nước cấp cho cộng đồng, sau khi được sử dụng cho nhiều mục đích
khác nhau đã bị nhiễm bẩn và thải ra môi trường (Lê Hoàng Việt, 2003).
Nước
thải
Tác động của điều kiện tự nhiên
Nước tự nhiên
Tác động của điều kiện nhân tạo
Mưa Động đất Núi lửa Các hiện tượng khác
Tràn
dầu
Các hoạt
động khác
Hình 2.1: Nguồn ô nhiễm nước

2.2.2 Thành phần và đặc tính
Thành phần của nước thải sinh hoạt gồm 2 loại:
 Nước thải nhiễm bẩn do chất bài tiết của con người từ các phòng vệ sinh
 Nước thải nhiễm bẩn do các chất thải sinh hoạt: cặn bã từ nhà bếp, các
chất rửa trôi, kể cả làm vệ sinh sàn nhà.
Nước thải sinh hoạt chứa nhiều chất hữu cơ dễ bị phân huỷ sinh học, ngoài ra
còn có cả các thành phần vô cơ, vi sinh vật và vi trùng gây bệnh rất nguy hiểm. Chất
hữu cơ chứa trong nước thải bao gồm các hợp chất như protein (40-50%), hydrat
cacbon (40-50%). Nồng độ chất hữu cơ trong nước thải sinh hoạt d ao động trong
khoảng 150-450 mg/L theo trọng lượng khô. Có khoảng 20-40% chất hữu cơ khó bị
phân huỷ sinh học. Ở những khu dân cư đông đúc, điều kiện vệ sinh thấp kém, nước
thải sinh hoạt không được xử lý thích đáng là một trong những nguồn gây ô nhiễm môi
trường nghiêm trọng.
2.2.3 Tác động đến môi trường
Tác hại đến môi trường của nước thải do các thành phần ô nhiễm tồn tại trong
nước thải gây ra.
 COD, BOD: sự khoáng hoá, ổn định chất hữu cơ tiêu thụ một lượng lớn và
gây thiếu hụt oxy của nguồn tiếp nhận dẫn đến ảnh hưởng đến hệ sinh thái môi trường
nước. Nếu ô nhiễm quá mức, điều kiện yếm khí có thể hình thành. Trong quá trình
phân huỷ yếm khí sinh ra các sản phẩm như H2S, NH3, CH4…làm cho nước có mùi hôi
thối và làm giảm pH của môi trường.
 SS: lắng đọng ở nguồn tếp nhận, gây điều kiện yếm khí.
 Nhiệt độ: nhiệt độ của nước thải sinh hoạt thường không ảnh hưởng đến
đời sống của thuỷ sinh vật nước.
 Vi trùng gây bệnh: gây ra các bệnh lan truyền bằng đường nước như tiêu
chảy, ngộ độc thức ăn, vàng da…
 Ammonia, P: đây là những nguyên tố dinh dưỡng đa lượng. Nếu nồng độ
trong nước quá cao dẫn đến hiện tượng phú dưỡng hoá (sự phát triển bùng phát của
các loại tảo, làm cho nồng độ oxy trong nước rất thấp vào ban đêm gây ngạt thở và
diệt vong các sinh vật, trong khi đó vào ban ngày nồng độ oxy rất cao do quá trình hô
hấp của tảo thải ra).
 Màu: mất mỹ quan.
 Dầu mỡ: gây mùi, ngăn cản khuếch tán oxy trên bề mặt.
2.3 Các chỉ tiêu chất lượng nước trong nghiên cứu
2.3.1 Nồng độ oxy hòa tan (DO)
Nồng độ oxy hòa tan (DO: Dissolved Oxygen) là lượng oxy hoà tan trong nước
cần thiết cho sự hô hấp của các sinh vật nước (cá, lưỡng thê, thuỷ sinh, côn trùng
v.v...) thường được tạo ra do sự hoà tan từ khí quyển hoặc do quang hợp của tảo. Nồng

độ oxy tự do trong nước nằm trong khoảng 8 - 10 ppm, và dao động mạnh phụ thuộc
vào nhiệt độ, sự phân huỷ hoá chất, sự quang hợp của tảo và v.v... Khi nồng độ DO
thấp, các loài sinh vật nước giảm hoạt động hoặc bị chết. Do vậy, DO là một chỉ số
quan trọng để đánh giá sự ô nhiễm nước của các thuỷ vực (Nguồn http://
www.vea.gov.vn).
2.3.2 pH
pH là một trong những chỉ tiêu cần xác định đối với chất lượng nước. Giá trị pH
cho phép chúng ta quyết định xử lý nước theo phương pháp thích hợp hoặc điều chỉnh
lượng hóa chất trong quá trình xử lý nước. Sự thay đổi giá trị pH trong nước có thể
dẫn tới những thay đổi về thành phần các chất trong nước do quá trình hòa tan hoặc
kết tủa, hoặc thúc đẩy hay ngăn chặn những phản ứng hóa học, sinh học diễn ra trong
nước (Nguyễn Văn Bảo, 2002).
pH của nước có ảnh hưởng rất lớn đến các quá trình sinh học xảy ra trong nước
(quá trình trao đổi chất, quá trình sinh sản và phát triển của vi sinh động và thực vật),
ảnh hưởng đến các quá trình vật lý xảy ra trong môi trường nước (quá trình chuyển
màu, quá trình chuyển trạng thái rắn, lỏng, khí của vật chất, quá trình hòa tan, kết lắng
của vật chất), ảnh hưởng rất mạnh đến tất cả các phản ứng hóa học xảy ra trong môi
trường nước (Nguyễn Đức Lượng & Nguyễn Thị Thùy Dương, 2003).
2.3.3 Nhiệt độ
Nhiệt độ của nước là một chỉ tiêu cần đo khi lấy mẫu nước. Nhiệt độ của nước
ảnh hưởng đến độ pH, đến các quá trình hóa học và sinh hóa xảy ra trong nước
(Nguyễn Văn Bảo, 2002).
2.3.4 Độ dẫn điện (EC)
Độ dẫn điện của nước phản ánh mức độ hiện diện của các ion hòa tan trong
nước. Nồng độ ion càng cao thì độ dẫn điện EC càng cao.
2.3.5 Nhu cầu oxy hóa học (COD)
Nhu cầu oxy hóa học (COD: Chemical Oxygen Demand) là lượng oxy cần thiết
để oxy hoá các hợp chất hoá học trong nước bao gồm cả vô cơ và hữu cơ. Như vậy,
COD là lượng oxy cần để oxy hoá toàn bộ các chất hoá học trong nước, trong khi đó
BOD là lượng oxy cần thiết để oxy hoá một phần các hợp chất hữu cơ dễ phân huỷ bởi
vi sinh vật (Nguồn http:// www.vea.gov.vn).
Chất oxy hóa thường dùng để xác định COD là KMnO4 hoặc K2Cr2O7 và khi
tính toán được qui đổi về lượng oxy tương ứng (1 mg KMnO4 ứng với 0,253 mgO2).
Khi bị oxy hóa không phải tất cả các chất hữu cơ đều chuyển hóa thành nước và CO2
nên giá trị COD thu được khi xác định bằng phương pháp KMnO4 hoặc K2Cr2O7
thường nhỏ hơn giá trị COD lý thuyết nếu tính toán từ các phản ứng hóa học đầy đủ.

Mặt khác, trong nước cũng có thể tồn tại một số chất vô cơ có tính khử (như S2-
, NO2
-
,
Fe2+
…) cũng có thể phản ứng được với KMnO4 hoặc K2Cr2O7 làm sai lệch kết quả xác
định COD.
Như vậy, COD giúp phần nào đánh giá được lượng chất hữu cơ trong nước có
thể bị oxy hóa bằng các chất hóa học (tức là đánh giá mức độ ô nhiễm của nước). Việc
xác định COD có ưu điểm là cho kết quả nhanh (chỉ sau khoảng 2 giờ nếu dùng
phương pháp bicromat hoặc 10 phút nếu dùng phương pháp permanganat).
2.3.6 Tổng hàm lượng chất rắn lơ lững (TSS)
Chất rắn lơ lững (các chất huyền phù) là các hạt nhỏ (hữu cơ hoặc vô cơ) không
tan trong nước. Khi vận tốc của dòng chảy bị giảm xuống (do nó chảy vào các hồ chứa
lớn) phần lớn các chất rắn lơ lững sẽ bị lắng xuống đáy hồ; những hạt không lắng được
sẽ tạo thành độ đục (turbidity) của nước. Các chất lơ lững hữu cơ sẽ tiêu thụ oxy để
phân hủy làm giảm DO của nguồn nước. Các cặn lắng sẽ làm đầy các bể chứa làm
giảm thể tích hữu dụng của các bể này (Lê Hoàng Việt, 2003).
Hàm lượng các chất lơ lững (SS: Suspended Solids) là lượng khô của phần chất
rắn còn lại trên giấy lọc sợi thủy tinh khi lọc 1 lít nước mẫu qua phễu lọc rồi sấy khô ở
105o
C cho tới khi khối lượng không đổi. Đơn vị tính là mg/L.
Hàm lượng chất rắn lơ lững phụ thuộc chủ yếu vào lượng nước sử dụng hàng
ngày của một người. Lượng nước tiêu thụ càng lớn thì hàm lượng các chất rắn lơ lửng
nói riêng và các chất gây ô nhiễm nói chung càng nhỏ và ngược lại. Tùy theo kích
thước hạt, trọng lượng riêng của chúng, tốc độ dòng chảy và các tác nhân hóa học mà
các chất lơ lững có thể lắng xuống đáy, nổi lên mặt nước hoặc ở trạng thái lơ lững
2.4 Đất ngập nước kiến tạo
Đất ngập nước kiến tạo (ĐNNKT) là những bãi đất được quy hoạch sẵn, phân
thành từng thửa và từng ô. Người ta có thể thay thế đất trong các ô, thửa này bằng các
vật liệu có khả năng lọc và hấp phụ chất bẩn cao như cát, sỏi, đá dăm,…Các hệ thống
phân phối và thu nước được bố trí phù hợp với khả năng thấm lọc của từng vật liệu lọc
cũng như diện tích ô, thửa (Trần Đức Hạ, 2002).
2.4.2 Đất ngập nước kiến tạo chảy ngầm theo phương ngang
ĐNNKT chảy ngầm thực chất là một hệ thống bể lọc sinh học nhỏ giọt nằm
ngang. Nước thải sau khi được phân phối vào hệ thống sẽ được thấm lọc trong lớp vật
liệu lọc. Nước thải được xử lý theo cả về vật lý, hóa học và sinh học qua quá trình lọc,
hấp thụ, kết tủa và làm suy giảm vi sinh.
Hệ thống ĐNNKT được đánh giá trong nghiên cứu này là ĐNNKT chảy ngầm
theo phương ngang. Hệ thống ĐNNKT chảy ngầm theo phương ngang còn được gọi là
dòng chảy ngang vì nước thải được đưa vào và chảy chậm qua vùng lọc xốp dưới bề
mặt của nền trên một đường ngang. Trong suốt thời gian này, nước thải sẽ tiếp xúc với

các vùng hiếu khí, yếm khí. Các vùng hiếu khí ở xung quanh rễ, nó được làm sạch bởi
sự phân hủy sinh học của vi sinh vật (Lê Anh Tuấn, 2004).
2.4.3 Cơ chế loại bỏ chất ô nhiễm của hệ thống ĐNNKT
a. Chất rắn lơ lững
Chất rắn lơ lững trong nước thường bao gồm các loại chất ô nhiễm như rác vụn,
bùn cát, các chất dinh dưỡng, các kim loại nặng và các phức chất hữu cơ. ĐNN có khả
năng rất cao trong việc loại bỏ một cách hiệu quả chất rắn lơ lững khi dòng nước thải
đi qua vùng đất nền của khu ĐNNKT chảy ngầm theo phương ngang hoặc phương
đứng. Việc loại bỏ và lưu giữ chất rắn lơ lững của hệ thống ĐNNKT chảy ngầm theo
phương ngang diễn ra bằng nhiều cơ chế khác nhau như lắng, phân hủy sinh học, sự
hút bám, chuyển động Brown, khuếch tán lực Van der Waals và các lực điện khác
(Vymazal, 2003 trích dẫn từ Sapkota và Bavor, 1992).
b. Chất hữu cơ
Các hợp chất hữu cơ được phân hủy bởi quá trình sinh học hiếu khí và kỵ khí
do các vi sinh vật bám vào các bộ phận của thực vật bên dưới mặt đất và trên vật liệu
lọc. Nhu cầu oxy cho quá trình phân hủy hiếu khí được cung cấp trực tiếp do oxy
khuếch tán từ không khí hoặc oxy thoát ra từ vùng rễ và vùng thân rễ của thực vật thủy
sinh.
2.5 Cỏ Vetiver
Tên khoa học: Vetiveria zizanioide L.;
Chi: Chrysopogon;
Họ: Graminea (Poaceae);
Bộ: Poales;
Tên thường gọi: Cỏ Vetiver, cỏ Hương bài, cỏ Hương lau, cỏ đế...
Hình 2.2: Đất ngập nước kiến tạo chảy ngầm theo phương ngang (Lê Văn Khoa, 2005)
Hình 2.2: Đất ngập nước kiến tạo chảy ngầm theo phương ngang

2.5.1 Đặc điểm hình thái
Nhìn chung thì cỏ Vetiver rất giống như một bụi cỏ sả to, mọc thẳng đứng, thân
xếp vào nhau tạo thành khóm dày đặc, vững chắc, chiều cao có thể tới 3m. Khi trồng
đủ dày, cỏ sẽ mọc sát với nhau tạo thành một hàng rào kín, giúp nó chịu được dòng
nước chảy xiết, hạn chế xói mòn đất và phân tán nước mặt chảy tràn rất hiệu quả.
Thân lá mọc thẳng đứng, cứng, chịu được điều kiện ngập lũ cao trung bình 1-
1,5m, thường thì khó phân biệt được thân và lá, phiến lá tương đối cứng, lá dài từ 40-
90cm, rộng 4-10mm, lá nhẵn, mép lá nhám.
Cụm hoa là chùy tận cùng, thẳng, dài 20-30cm, cuống chung lớn, phân nhánh
nhiều. Bông nhỏ không cuống, là loại lưỡng tính, hình dẹt, bông rất nhỏ, bông có
cuống là bông đực, cỏ Vetiver ít ra hoa, nếu có thì hoa thường bất thụ.
Cỏ Vetiver không có thân ngầm, với bộ rễ xốp, dày đặc, chắc, mạnh và phát
triển rất nhanh, trong một số điều kiện, ngay trong năm đầu tiên rễ đã ăn sâu tới 3 -
4m. Nhờ đó nó có khả năng chịu hạn đặc biệt và giúp hạn chế xói mòn đất ngay cả khi
có dòng nước xiết chảy qua. Khi bị bùn đất lấp, rễ mới có thể mọc ra từ những đoạn
thân phía trên và cỏ Vetiver tiếp tục phát triển và phát huy tác dụng.
Chồi ngọn thì nằm sâu dưới lớp đất mặt vài cm, đây là các mô tế bào đang phát
triển. Do đó cỏ Vetiver thường mọc thành từng cụm. Những chồi non này phát triển từ
phần cổ rễ dưới mặt đất khiến cỏ Vetiver có thể chống chịu được lửa cháy, sương, gió,
sự giẫm đạp của người đi lại và chăn thả gia súc.
2.5.2 Đặc điểm sinh lý
- Cỏ Vetiver chịu được những biến đổi lớn về khí hậu như hạn hán, ngập úng
và khoảng dao động nhiệt độ rất rộng, từ -22o
C đến 55o
C
- Có khả năng phục hồi rất nhanh sau khi bị tác hại bởi khô hạn, sương giá,
ngập mặn và những điều kiện bất thuận khác, khi thời tiết tốt trở lại và đất được cải
tạo.
Hình 2.3 & 2.4: Cỏ Vetiver

- Thích nghi được với rất nhiều loại đất có độ pH dao động từ 3,3 đến 10,5 mà
không cần đến biện pháp cải tạo đất nào.
- Chống chịu khá tốt đối với các loại thuốc trừ sâu, thuốc diệt cỏ v.v...
- Có khả năng hấp thụ rất cao các chất hòa tan trong nước như Nitơ (N),
Phốtpho (P) và các nguyên tố kim loại nặng có trong nước bị ô nhiễm.
- Nó có thể mọc tốt trên nhiều loại đất như đất chua, đất kiềm, đất mặn và đất
chứa nhiều Na, Mg, Al, Mn hoặc các kim loại nặng như As, Cd, Cr, Ni, Pb, Hg và Zn.
2.5.3 Đặc điểm sinh thái
Là giống cỏ điển hình của miền nhiệt đới, mặc dù có những khả năng độc đáo
nêu trên, cỏ Vetiver không chịu được bóng râm. Bóng râm làm giảm khả năng sinh
trưởng và phát triển của cỏ, thậm chí có thể làm cho nó lụi đi. Vì vậy, tốt nhất là nên
trồng cỏ Vetiver ở nơi đất trống, không bị các loài cây cỏ khác che phủ, thậm chí khi
mới trồng có thể cần phải trừ cỏ dại. Khi trồng ở những nơi nền đất không ổn định, dễ
bị sạt lở, xói mòn, cỏ Vetiver trước hết giúp hạn chế được sạt lở, xói mòn, tiến tới ổn
định nền đất (đặc biệt là nơi đất dốc), tiếp đó giúp cải thiện điều kiện môi trường, vi
khí hậu, để sau đó có thể trồng được những loài cây khác mà ta muốn. Với những đặc
điểm như vậy, có thể coi Vetiver như là giống cây tiên phong ở những vùng đất xấu.
2.5.4 Đặc tính về sinh lý học
- Vetiver thuộc nhóm thực vật C4, sử dụng CO2 hiệu quả hơn theo con đường
quang hợp bình thường. Điều lưu ý là hầu hết thực vật C4 chuyển hóa CO2 thành
đường lại sử dụng rất ít nước, đây là một yếu tố giúp cây phát triển trong điều kiện khô
hạn.
- Cỏ Vetiver không mẫn cảm với giai đoạn sáng, vẫn sinh trưởng và ra hoa
quanh năm trong điều kiện nhiệt độ cho phép, cây cỏ này thích hợp nhất dưới ánh
sáng, không chịu được bóng râm, nhưng một khi đã sống được trong bóng râm thì lại
có thể tồn tại tới hàng chục năm. Nó có thể chịu được điều kiện ít sáng trong rừng cây
cao su hoặc trong các khu rừng nhiệt đới.
- Hạt cỏ Vetiver ở trong điều kiện bình thường thì các hạt trưởng thành dần
dần phát tán và hạt chỉ có thể nảy mầm khi gặp điều kiện tối thích (vùng đầm lầy nhiệt
đới) nhưng sức sống kém. Hạt cỏ Vetiver rất nhạy cảm với các yếu tố môi trường do
vậy rất dễ mất sức sống, tỷ lệ nảy mầm thấp. Chính vì đặc điểm này mà chúng ta
không cần lo ngại hạt cỏ sẽ phát tán và trở thành cỏ dại.
- Cụm hoa. Trong họ Poaceae thì cụm hoa là đặc điểm nhận biết quan trọng.
Riêng đối với cỏ Vetiver thì lại dễ có sự nhầm lẫn, nhất là về chiều dài, rộng và màu
sắc hoa.
- Hoa cỏ Vetiver là hoa lưỡng tính, thường đi thành từng cặp, mỗi cặp giống
nhau về hình thức gồm một hoa có một cuống ngắn và một hoa không cuống, riêng
phần cuối của cuống thì các hoa chụm ba. Hoa không có cuống lưỡng tính, phẳng theo

chiều ngang, có gai ngắn và sắc. Mỗi hoa có hai nhụy cái, hai đầu nhụy cái như lông
vũ, thường bị thoái hóa hoặc không bình thường. Hoa có hình nón, thuôn dài, oval,
đỉnh hình nêm, rộng 1,5-2,5mm, dài 2,5-3,5mm. Mặt phía trên thô, có gai nhỏ, mặt
dưới nhẵn.
2.5.5 Hệ vi sinh vật trên cây
Đất đai ở vùng khí hậu nhiệt đới phần lớn là đất có nguồn gốc từ lớp đá mẹ cổ,
nghèo dinh dưỡng, đặc biệt là hàm lượng đạm và lân rất thấp, đất bị acid hóa hoặc bị
ngộ độc nhưng cỏ Vetiver vẫn tồn tại và phát triển bình thường mà không cần phải bổ
sung thêm N hay P. Các vi sinh vật xâm nhập vào mặt trên rễ, tạo thành những đường
dẫn truyền dinh dưỡng nối đất và cây, rễ tiết ra polysaccharide là chất hữu cơ hòa tan
giúp cho sự chuyển hóa sinh học của đất và sự thích nghi của cây. Vi sinh vật gắn liền
với rễ cỏ Vetiver là các vi khuẩn cố định đạm, vi khuẩn hòa tan, các nấm rễ và các vi
khuẩn phân giải cellulose…, sản xuất chất dinh dưỡng cho sự sinh trưởng phát triển và
thúc đẩy các hormones sinh trưởng thực vật tác động trực tiếp lên Vetiver.
- Vi khuẩn cố định đạm: Hiện diện ở bề mặt rễ, trong các gian bào hoặc trong
các tế bào rễ đã chết, nó có vai trò quan trọng trong việc cung cấp đạm cho cỏ Vetiver,
sản xuất enzyme chuyển hóa N tự do thành N sinh học dưới dạng N-amonia cho cây
hấp thu.
- Vi khuẩn điều hòa sự sinh trưởng cây: Chất điều hòa sinh trưởng là những
chất hữu cơ ảnh hưởng đến quá trình sinh lý của cây trồng ở nồng độ rất thấp, chất
điều hòa sinh trưởng cũng bao gồm những chất chuyển hóa từ vi khuẩn. Nhiều
hormone thực vật được sản xuất từ các vi khuẩn cố định đạm như: Azotobacter,
Azospillum, Bacilus và pseudomonas góp phần thúc đẩy sự phát triển và sự tái sinh của
bộ rễ, đồng thời giúp cho cây kháng được bệnh hại.
- Vi khuẩn hòa tan lân: Một số vi khuẩn đất, đặc biệt là vi khuẩn thuộc họ
Bacilus và Pseudomonas có khả năng chuyển hóa lân không hòa tan trong đất thành
dạng hòa tan bằng cách chiết ra acid hữu cơ như acid formic, propionic, lactic,
glycolic, fumaric, succinic. Các acid này làm giảm pH và thúc đẩy sự phân giải
phosphate. Đất ở vùng nhiệt đới thường nghèo lân, do vậy mà các vi khuẩn này có vai
trò rất quan trọng đối với sự sinh trưởng và phát triển của cỏ Vetiver.
2.5.6 Khả năng trở thành cỏ dại
Một yêu cầu thiết yếu là mọi giống cây cỏ sử dụng trong công nghệ sinh học
đều không trở thành cỏ dại, gây hại cho môi trường. Vetiver là giống cỏ không tham
lam, không xâm hại đến các cây cỏ khác. Nó không có thân bò ngang, cũng không có
thân rễ mà chỉ phát triển bằng cách sinh sản vô tính từ rễ hoặc hom, do vậy nó hoàn
toàn đáp ứng được yêu cầu nêu trên. Cỏ Vetiver đã được du nhập vào đảo Fiji từ hơn
100 năm nay, được sử dụng để giữ đất và nước từ hơn 50 năm nay và nó cũng không

trở thành cỏ dại ở môi trường mới này. Khi cần thiết, có thể trừ cỏ Vetiver bằng cách
phun Glyphosate hoặc đào rễ lên và phơi khô.
2.6. Một số nghiên cứu xử lý nước thải sử dụng cỏ vetiver
Nghiên cứu của Châu Minh Khôi và ctv. (2012) về khả năng xử lý ô nhiễm
đạm, lân hữu cơ hòa tan trong nước thải ao nuôi cá tra của Lục Bình và cỏ Vetiver. Kết
quả cho thấy cả 2 loài thực vật này đều phát triển tốt trong môi trường dinh dưỡng
được thay thế N khoáng bằng Glycine hoặc P khoáng bằng Glucose 1 phosphate. Sau
1 tháng trồng, nghiệm thức lục bình giảm 88% N hữu cơ và 100% P hữu cơ. Tương tự,
trồng cỏ Vetiver giảm 85% N hữu cơ và 99% P hữu cơ. Khi trồng lục bình và Vetiver
trực tiếp trong nước được lấy từ ao nuôi cá tra cho thấy hàm lượng N hữu cơ và P hữu
cơ gần như giảm 100% sau 1 tháng trồng.
Nghiên cứu của Võ Châu Tuấn và Võ Văn Minh (2007) về khả năng xử lý
Crôm trong môi trường đất của cỏ Vetiver. Cỏ được ổn định 1 tháng trước khi tiến
hành thí nghiệm. Đất được bổ sung K2Cr2O7 với các nồng độ khác nhau (đối chứng,
150, 200, 250 và 300 ppm). Sau 30, 50 và 70 ngày tiến hành xác định các chỉ tiêu sinh
trưởng, phát triển; phân tích hàm lượng Cr tích lũy trong rễ, thân và lá. Kết quả cho
thấy ở nồng độ 300 ppm, cỏ vẫn còn sống sót sau 70 ngày thí nghiệm nhưng không có
khả năng sinh trưởng. Cr được loại bỏ khỏi đất có liên quan đến hàm lượng Cr tích lũy
trong rễ và thân của cỏ vetiver. Hàm lượng Cr tích lũy trong rễ cao hơn thân và lá. Cỏ
vetiver có thể sống và tích lũy một lượng lớn Cr ở các nồng độ từ 150-250ppm.
Nghiên cứu của Võ Văn Minh (2010) trường Đại học Đà Nẵng về hiệu quả xử
lý đồng của cỏ Vetiver trong 4 môi trường đất khác nhau gồm: đất - đất cát với hàm
lượng chất hữu cơ cao (MĐ1); đất cát với hàm lượng chất hữu cơ thấp (MĐ2); đất thịt
với hàm lượng chất hữu cơ cao (MĐ3) và đất sét với hàm lượng chất hữu cơ thấp
(MĐ4) - với các nồng độ Cu trong đất từ 0 -100 ppm đã được nghiên cứu. Kết quả cho
thấy cỏ Vetiver có khả năng sinh trưởng bình thường và hấp thụ Cu trong các môi
trường đất ô nhiễm khác nhau. Nồng độ Cu trong đất càng tăng, khả năng hấp thụ Cu
của Vetiver càng tăng. Hiệu quả xử lý Cu của cỏ Vetiver sau 3 tháng thí nghiệm khá
cao (0,6% - 0,8%).
Công bố của các tác giả Nguyễn Minh Trí và ctv. (2009) – Trường Đại học
Khoa học Huế thì khả năng xử lý nước thải của Vetiver được khẳng định thêm ở Việt
Nam và được khuyến cáo sử dụng rộng rãi. Theo kết quả nghiên cứu này, hàm lượng
oxy hòa tan (DO) sau xử lý bằng cỏ Vetiver tăng từ 2,95mg/L đến 4,93mg/L trong 12
ngày, hiệu suất đạt tới 67,1%. Ngược lại nhu cầu oxy hóa học (COD) lại giảm đáng kể,
từ 420 mg/L xuống còn 120 mg/L sau 12 ngày xử lý và đã giảm 1,92 lần so với trước
khi xử lý. Hàm lượng Ni tơ cũng giảm 1,9 lần, hàm lượng P cũng giảm 2,5 lần so với
trước khi xử lý. Nguồn nước sau khi xử lý có giá trị các thông số kỹ thuật hầu hết đạt
TCVN 5945 – 2005 loại B, điều này chứng tỏ Vetiver có khả năng xử lý chất thải chăn
nuôi lợn rất hữu hiệu, rẻ tiền và dễ nhân rộng.

CHƯƠNG 3
NỘI DUNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
3.1. Thời gian và địa điểm nghiên cứu
- Thời gian: Đề tài được tiến hành trong khoảng thời gian từ tháng 01/2013
đến cuối tháng 04/2013.
- Địa điểm: Đề tài nghiên cứu được tiến hành tại Khu thực nghiệm xử lý nước
thải bằng ĐNNKT ở khu I – Đại học Cần Thơ, TP. Cần Thơ. Phân tích mẫu được tiến
hành tại phòng thí nghiệm Bộ môn Khoa học Môi trường, Khoa Môi trường & TNTN,
Đại học Cần Thơ.
3.2. Vật liệu và phương tiện nghiên cứu
- Cỏ Vetiver thu từ cổng phụ Trường Đại học Cửu Long
- Máy đo pH, EC, DO và nhiệt độ
- Cân điện tử
- Giấy lọc Whatman
- Máy hút chân không
- Bình hút ẩm
- Chai nhựa, cốc thủy tinh, bình tam giác, ống nhỏ giọt, bình định mức, pipet,
buret…
- Các hóa chất cần thiết trong quá trình phân tích COD.
3.3. Phương pháp nghiên cứu
3.3.1 Bố trí thí nghiệm
a. Mô tả hệ thống
Hệ thống xử lý nước thải sinh hoạt bằng ĐNNKT chảy ngầm được Thầy Lê
Anh Tuấn (Khoa Công nghệ, Bộ môn Kỹ Thuật Môi trường & Tài nguyên nước, Đại
học Cần Thơ) thiết kế, xây dựng và hoàn thành vào năm 2002. Công trình được tài trợ
bởi Dự án VLIR – A2. Sau đó, hệ thống được hiệu chỉnh lại (đặt thêm ống thu nước
đầu ra ở cuối hệ thống để duy trì mực nước trong hệ thống ĐNNKT chảy ngầm ở
0,6m, đặt thêm các ống nhựa đường kính 150mm để đo mực nước bên trong khu đất,
đặt thêm thùng nhựa 500L để lấy nước thải trực tiếp từ cống thải) vào năm 2003 (Trần
Hải Đăng, 2006). Hệ thống bao gồm các bể được đặt liên tục nhau:
Bể vào
Nước thải sinh hoạt của các hộ gia đình ở Khu I, Đại học Cần Thơ sẽ được thu
gom qua hệ thống cống và chảy vào thùng nhựa 500L. Nước thải tiếp tục được bơm từ
thùng nhựa vào bể điều lưu có kích thước 1,6m x 1,6m x 2m. Các chất thải rắn có kích
thước lớn sẽ bị giữ lại nhờ lưới lược rác được đặt phía dưới ống nước bơm vào bể điều
lưu, một ống tràn đường kính 90mm đặt cách đáy bể 1,7m để đề phòng trường hợp
chảy tràn, và một van xả đáy để xả cặn lắng khi cần thiết. Nước thải sẽ chảy theo ống

dẫn đặt ở đáy bể sang bể lọc than đước, khi mực nước trong bể vào cao hơn mực nước
ở bể lọc than đước, nước sẽ được điều chỉnh bằng 2 van (đường kính 34mm) đặt trên
mặt đất cặp 2 bên thành bể.
Bể lọc bằng than đước
Bể lọc than đước có kích thước 0,5m x 1,6m x 1,3m. Tác dụng chủ yếu của bể
lọc này là thực hiện quá trình lọc giữ lại các chất rắn, khử mùi, một số chất ô nhiễm và
vi sinh có trong nước thải.
Nguyên liệu lọc của bể lọc than đước là than đước được đập thành cục, với kích
thước trung bình là 60mm x 100mm. Bên trên lớp than có dằn đá 4cm x 6cm để tránh
trường hợp nước thải từ bể vào chảy sang bể lọc than đước sẽ làm than đước bị nổi
lên.
Bể lọc bằng xơ dừa
Sau bể than đước, nước thải sẽ được chảy qua một đập tràn thành mỏng 0,15m
x 0,1m x 0,1m để đến bể lọc xơ dừa 0,4m x 1,6m x 1,05m. Bể lọc xơ dừa được ngăn
cách với bể xử lý phía sau bằng một lưới thép, trong bể có kẹp xơ dừa để ngăn cát tràn
ngược về phía trước và ngăn không cho các mảnh vụn của than cũng như các mảnh
vụn hữu cơ có kích thước lớn đi vào bể xử lý.
Bể xử lý bằng cát
Phần chính của hệ thống là bể xử lý bằng cát với kích thước 12m x 1,6m; chiều
cao đầu khu đất là 1,75m; chiều cao cuối khu đất là 2m, đáy bể được đặt nghiêng
hướng bề đầu ra với độ dốc i = 5%. Bên trong bể được đặt 3 ống nhựa đường kính
150mm để đo mực nước bên trong bể. Dọc theo chiều dài của hệ thống, ở phía dưới có
đặt 5 van lấy mẫu nước cách đều nhau.
Sau khi kết thúc nghiệm thức không trồng cỏ, tiến hành thí nghiệm với nghiệm
thức có trồng cỏ Vetiver. Chọn cây Vetiver gần đồng dạng có chiều dài thân 30cm và
chiều dài rễ khoảng 10cm để trồng lên hệ thống với mật độ cây trồng là 8 cây/m2
(Narong Chomchalow, 2003), tổng số cây được trồng là 141 cây. Trên bể lọc cát có
trồng thực vật được phân thành 3 đoạn với độ dài mỗi đoạn lần lượt là 3, 4 và 4m.
Tổng số cây của đoạn đầu là 41 cây và hai đoạn sau là 50 cây.
Bể ra
Nguyên liệu của bể lọc cuối này là đá dăm, kích thước bể 0,8m x 1,6m x 1,2m.
Công dụng của bể này là lọc nước thải lại lần cuối và ngăn không cho cát trong bể xử
lý theo dòng chảy ra ngoài.
Đầu ra đặt ở cuối hệ thống với 2 vòi chảy tràn đặt cách đáy hệ thống 1,3m.
Ngoài ra, có một vòi xả đặt cách đáy hệ thống là 0,6m để lấy mẫu nước ra và một van
xả đáy.
Hình 3.1 mô tả hệ thống ĐNNKT dùng để xử lý nước thải sinh hoạt ở khu I,
trường Đại học Cần Thơ.

Hình 3.1: Hệ thống Đất ngập nước kiến tạo ở khu 1, trường Đại học Cần Thơ (vẽ lại từ Trương Thị Phương Thảo, 2012)

b. Vận hành hệ thống
Hệ thống được vận hành với 2 nghiệm thức: có trồng cỏ Vetiver và không có
trồng cỏ Vetiver. Nghiệm thức không có trồng cỏ sẽ được vận hành trước. Sau khi kết
thúc thu mẫu ở nghiệm thức không có trồng cỏ, nghiệm thức có trồng cỏ sẽ được tiến
hành ngay. Ở nghiệm thức này, sau khi trồng cỏ Vetiver, hệ thống được vận hành 3
tuần với lưu lượng tải nạp 1000 L/ngày (để hệ VSV và cỏ Vetiver thích nghi, phát
triển). Sau đó sẽ tiến hành thu mẫu nước.
Cách xác định lượng nước bơm vào hệ thống đối với mỗi nghiệm thức như sau:
Ta có diện tích bể vào:
A = 1,6 * 1,6 = 2,56 m2
Với lưu lượng nạp 1000 L/ngày, lượng nước được bơm vào hệ thống được chia
làm 2 đợt: 500L vào lúc 7h, 500L còn lại được bơm vào 19h, chiều cao cột nước cần
bơm mỗi đợt là:
cmm
m
m
H 5,19195,0
56,2
5,0
2
3
===
Trong bể điều lưu ta có một thước thép, mỗi lần bơm nước thải vào ta khóa van
vào lại và bơm cột nước có chiều cao 19,5 cm. Đến vạch, ta dừng lại và mở van cho
nước chảy vào hệ thống.
c. Khảo sát tốc độ dòng chảy
Thời gian lưu tồn theo lý thuyết:
Q
dL
t
∗∗∗
=
αW
Trong đó: L: chiều dài khu đất ngập nước (m)
W: chiều rộng khu đất ngập nước (m)
α: độ rỗng cát (%)
d: chiều sâu thiết kế khu đất ngập nước (m). Chiều sâu mực nước
đo được ở 3 ống nhựa trong khu đất ngập nước lần lượt: 0,98m; 0,99m; 1,01m. Trung
bình là 0,99m (Trương Thị Phương Thảo, 2007).
Q: lượng nước cung cấp cho hệ thống (m3
/ngày)
Theo nghiên cứu trên cùng hệ thống của Trương Thị Phương Thảo (2007), độ
rỗng cát là 0,54%, mực nước trong hệ thống là 0,99m.
(ngày)
Vậy với lượng nước bơm vào hệ thống là 1000 L/ngày, thời gian lưu tồn nước
theo lý thuyết là 10,26 ngày.
Thời gian lưu tồn nước ngoài thực địa sẽ khác so với thời gian lưu tồn nước
được tính theo lý thuyết, nguyên nhân do: độ dốc, chiều sâu mực nước, hình dạng bể,
loại cây trồng và vật liệu lọc của hệ thống. Do đó, việc tính toán nghiên cứu vận tốc
26,10
/1
99,0%54,06,112
3
=
∗∗∗
=
dm
mmm
t

dòng chảy trong hệ thống để làm cơ sở cho tính thời gian lưu tồn nước thực tế là cần
thiết.
Nguyên tắc: Để nghiên cứu vận tốc dòng chảy trong bể xử lý nước thải sinh
hoạt bằng cát, ta dùng muối ăn (NaCl) có độ dẫn điện cao (EC) hay còn gọi là chất lưu
vết, đổ vào bể đầu vào (bể điều lưu), nghiên cứu sự di chuyển của nồng độ muối từ bể
đầu vào cho đến bể đầu ra trong thời gian bao lâu. Khi có khoảng cách và thời gian, ta
xác định vận tốc dòng chảy trong hệ thống (Thảo, 2012)
Chuẩn bị: Chất lưu vết: hòa tan 7kg muối ăn vào 10L nước, khuấy đều cho
muối ăn hòa tan tốt trong nước. Đo EC dung dịch có chứa chất lưu vết bằng máy đo
EC hiệu Hanna HI 99300 để theo dõi sự khuếch tán của muối ăn trong nước.
Tiến hành:
- Ngày (x): ngày bắt đầu.
+ 7h: không bơm nước như thường lệ.
+ 9h30: Đo EC tại các điểm trên hệ thống, từ bể đầu vào (P1) đến bể đầu
ra (P4) để kiểm tra EC trước khi tiến hành đo nồng độ muối.
+ 10h30: Bơm 500L nước thải vào bể điều lưu (bể đầu vào).
+ 10h50: Đổ chất lưu vết vào bể đầu vào và khuấy đều cho chất lưu vết
trộn đều với lượng nước có sẵn trong bể. Đo EC tại bể sau đó mở van điều tiết nước.
+ 11h20: Lấy mẫu và đo EC tại điểm P2, lặp lại sau mỗi 30 phút đến 19h.
+ 19h: tiếp tục bơm 500L nước thải vào bể.
- Ngày (x + 1):
+ 7h: bơm 500L nước vào bể, lấy mẫu ở các vị trí P2 để đo EC.
+ 8h: vẫn lấy mẫu ở P2 và đo EC (lặp lại 30 phút), đến khi thấy EC ở P2
đạt giá trị cao nhất, sau đó tiến hành đo EC tại điểm P3.
+ 19h: bơm 500L nước.
- Ngày (x + 2), (x + 3):
+ 7h: bơm 500L nước vào bể vào, đo EC ở vị trí P3 đến 19h đến khi xác
định được giá trị EC cao nhất tại P3.
+ 19h: bơm nước như thường lệ.
- Ngày (x + 4), (x + 5), (x + 6), (x + 7): Không đo EC do căn cứ theo thời gian
lưu tồn lý thuyết thì sau khoảng 10 ngày chất lưu vết mới đến điểm P4 (bể đầu ra).
+ 7h: vẫn bơm nước bình thường.
+ 19h: bơm nước bình thường.
- Ngày (x + 8):
+ Thu mẫu và đo EC tại điểm P4 (Hình 3.1), lặp lại 30 phút cho đến khi
xác định thời điểm EC đạt mức cao nhất.
+ 7h và 19h duy trì bơm nước như mỗi ngày.
- Ghi chú: Hệ thống vận hành liên tục với lưu lượng nạp nước 1000L/ngày (bơm 500L
vào 7h và 500L vào 19h).
Tính toán kết quả:

i
i
i
t
d
v =
vi: vận tốc dòng chảy trong hệ thống (m/h)
di: quãng đường di chuyển (m)
ti: thời gian di chuyển (h)
i: chỉ số chỉ điểm đo
3.3.2 Phương pháp thu và phân tích mẫu nước
Hệ thống không có trồng cỏ được vận hành trong 3 tuần (sau khi kết thúc
nghiên cứu vận tốc dòng chảy), sau đó tiến hành thu mẫu các điểm dọc hệ thống dựa
theo thời gian lưu tồn nước thực tế đo được, việc thu mẫu được tiến hành lặp lại 3 lần
tại mỗi điểm (3 lần/3 ngày liên tiếp). Tiếp tục vận hành hệ thống với nghiệm thức có
trồng cỏ và tiến hành thu mẫu tương tự như trên.
- Thời gian thu mẫu từ 7 giờ đến 8 giờ 30 sáng.
- Vị trí thu mẫu: Mẫu nước được thu ở các vị trí đầu vào (P1), đầu ra (P4) và 2
vị trí dọc hệ thống (P2, P3) với khoảng cách cách vị trí đầu vào lần lượt là: 1,9 và
3,8m (Hình 3.1).
- Dùng can nhựa 1L thu mẫu nước, thu mẫu đại diện tại vị trí thu mẫu (1
bình/điểm). Các chỉ tiêu oxy hòa tan (DO), pH, độ dẫn điện (EC) và nhiệt độ được đo
ngay tại khu thí nghiệm với các thiết bị được liệt kê ở Bảng 3.1. Còn các chỉ tiêu COD
và TSS được phân tích ngay trong phòng thí nghiệm sau khi thu mẫu.
Bảng 3.1 Các chỉ tiêu và phương pháp phân tích mẫu nước
Hiệu suất xử lý (H, %) được tính theo công thức:
H = x 100 (%)
Chất lượng nước thải đầu ra được so sánh với QCVN 14:2008/BTNMT – Quy
chuẩn kỹ thuật Quốc gia về nước thải sinh hoạt.
STT Chỉ tiêu Đơn vị Phương pháp
1 Nhiệt độ o
C Đo trực tiếp bằng máy DO cầm tay Hanna 9146
2 pH - Đo trực tiếp bằng máy pH cầm tay Hanna 8424
3 EC µS/cm Đo trực tiếp ngoài đồng bằng máy Hanna HI 99300
4 DO mg/L Đo trực tiếp bằng máy DO cầm tay Hanna 9146
5 COD mg/L K2Cr2O7 (Closed reflux)
6 TSS mg/L Lọc và cân trọng lượng
(Nồng độ đầu vào – nồng độ đầu ra)
Nồng độ đầu vào

3.3.3 Phương pháp xử lý số liệu
- Thống kê số liệu, tính trung bình và độ lệch chuẩn bằng phần mềm Microsoft
Excel.
- So sánh trung bình hiệu suất xử lý của hệ thống ĐNNKT có trồng và không có
trồng cỏ Vetiver bằng phương pháp T-test. Sử dụng phần mềm Statgraphic Centurion
XV (StatPoint, Inc., USA) để phân tích thống kê.

CHƯƠNG 4
KẾT QUẢ THẢO LUẬN
4.1 Kết quả khảo sát tốc độ dòng chảy
Thời gian lưu tồn theo lý thuyết:
(ngày)
Để tính được vận tốc dòng chảy trong hệ thống ta dùng chất lưu vết là muối ăn
(NaCl), nhờ tính chất dễ phân ly của muối trong môi trường nước ta sẽ biết được tốc
độ di chuyển của chất lưu vết trong hệ thống nhờ vào độ dẫn điện (EC). Chất lưu vết
được pha có độ dẫn điện cao hơn so với độ dẫn điện của nước thải đầu vào được bơm
vào hệ thống, khi chất lưu vết di chuyển đến các vị trí lấy mẫu, độ dẫn điện tại vị trí đó
sẽ tăng đến giá trị cao nhất rồi giảm dần, ứng với giá trị cao nhất đó là một thời gian
xác định, thời gian này được tính từ lúc bắt đầu đổ chất lưu vết vào hệ thống và di
chuyển đến điểm lấy mẫu. Vận tốc dòng chảy được tính dựa vào công thức:
t
d
v =
Trong đó: v: vận tốc di chuyển từ P1 đến điểm cần đo Pi (m/h)
d: khoảng cách từ P1 đến đến điểm cần đo Pi (m)
t: thời gian di chuyển của chất lưu vết từ P1 đến đến điểm cần đo Pi (h).
Vận tốc di chuyển của nước trong hệ thống đất ngập nước kiến tạo chảy ngầm
có quan hệ mật thiết với thời gian lưu tồn nước. Nếu vận tốc quá lớn thì thời gian lưu
tồn nước trong hệ thống sẽ ngắn và ngược lại. Bên cạnh đó, thời gian tồn lưu nước còn
quan hệ với các yếu tố như: độ dốc, chiều sâu mực nước, hình dạng, loại cây trồng,
loại vật liệu lọc của hệ thống…
800
1000
1200
1400
1600
1800
2000
2200
2400
2600
0 5 11 27 32 49 54 59 76 81 95 120
Thời gian (giờ)
EC(µS/cm)
Biểu đồ 4.1: Độ dẫn điện theo thời gian qua điểm thu mẫu P2
26,10
/1
99,0%54,06,112
3
=
∗∗∗
=
dm
mmm
t

800
1000
1200
1400
1600
1800
2000
2200
2400
6 23 28 33 50 55 72 77 82 96 105 122
Thời gian (giờ)
EC(µS/cm)
1000
1200
1400
1600
1800
2000
2200
2400
2600
216 222 240 246 264 270 288 293 298 314 319 335 340 345
Thời gian (giờ)
EC(µS/cm)
Tại vị trí có độ dẫn điện cao nhất, thời gian được xác định và với khoảng cách
tương ứng sẽ tính được vận tốc dòng chảy dựa vào công thức trên. Kết quả vận tốc
dòng chảy của hệ thống được trình bày trong bảng 4.1
Bảng 4.1 Kết quả đo vận tốc dòng chảy
STT Điểm khảo sát Khoảng cách (m) Thời gian (giờ) Vận tốc (m/h)
1 P2 0,9 74 0,0122
2 P3 2,9 80 0,0363
3 P4 13 314 0,0414
Vậy thời gian lưu tồn nước thực tế của hệ thống với lưu lượng nạp nước 1000
L/ngày là 314 giờ, xấp sỉ 13,08 ngày cao hơn so với thời gian lưu tồn theo lý thuyết là
10,26 ngày.

Theo Lê Hoàng Việt (2003), thời gian lưu tồn nước của hệ thống đất ngập nước
kiến tạo chảy ngầm thường nằm trong khoảng 4 ÷ 15 ngày. Nếu thời gian tồn lưu nước
quá thấp thì nước thải đi qua hệ thống nhanh dẫn đến hiệu quả xử lý thấp. Còn thời
gian tồn lưu nước quá lâu sẽ dẫn đến tình trạng ứ đọng tạo điều kiện cho quá trình kỵ
khí hoạt động.
Căn cứ vào thời gian lưu tồn thực tế trong hệ thống, các mẫu được thu lặp lại 3
lần liên tiếp theo thời gian cụ thể như sau:
- Nghiệm thức không trồng cỏ Vetiver:
+ Vị trí thu mẫu đầu vào P1: Thu mẫu lúc 8h30 với 3 lần lặp lại từ ngày
20/02 đến ngày 22/02/2013.
+ Vị trí thu mẫu P2: Thu mẫu lúc 10h30 từ ngày 23/02 đến 25/02/2013.
+ Vị trú thu mẫu P3: Thu mẫu lúc 16h30 cùng ngày với điểm P2.
+ Vị trí thu mẫu đầu ra P4: Thu mẫu lúc 10h30 từ ngày 05/03 đến ngày
07/03/2013.
- Nghiệm thức có trồng cỏ Vetiver
+ Vị trí thu mẫu đầu vào P1: Thu mẫu lúc 8h30 với 3 lần lặp lại từ ngày 11/04 đến
ngày 13/04/2013.
+ Vị trí thu mẫu P2: Thu mẫu lúc 10h30 từ ngày 14/04 đến 16/04/2013.
+ Vị trú thu mẫu P3: Thu mẫu lúc 16h30 cùng ngày với điểm P2.
+ Vị trí thu mẫu đầu ra P4: Thu mẫu lúc 10h30 từ ngày 24/04 đến ngày
26/04/2013.
4.2 Chất lượng nước thải đầu vào và đầu ra
Nồng độ các chất ô nhiễm trong nước thải được trình bày trong bảng 4.2:
Bảng 4.2 Thành phần và tính chất của nước thải đầu vào
STT Thông số Đơn vị Giá trị
QCVN
14:2008/BTNMT
(Cột A)
Metcalf & Eddy (2004)
Cao
Trung
bình
Thấp
1 DO mgO2/L 0,79 ± 0,06 - - - -
2 pH - 7,4 ± 0,4 5-9 - - -
3 EC µS/cm
831,5 ± 35.
1
- - - -
4 Nhiệt độ o
C 27,3 ± 0.8 - - - -
5 COD mgO2/L 114,3 ± 9,8 - 1000 500 250
6 TSS mg/L 17,3 ± 2,2 50 350 220 100
Ghi chú: Trung bình ± Độ lệch chuẩn (n=6)
Cột A quy định giá trị C của các thông số ô nhiễm làm cơ sở tính toán giá trị tối đa cho phép trong
nước thải sinh hoạt khi thải vào các nguồn nước được dùng cho mục đích cấp nước sinh hoạt (có chất
lượng nước tương đương cột A1 và A2 của Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về chất lượng nước mặt).
Nhìn chung, nồng độ các chất ô nhiễm trong nước thải đầu vào so với phân loại
của Metcalf và Eddy (2004) nằm trong khoảng thấp (TSS: 17,3 mg/L, COD: 114,3

mg/L) hoặc vẫn nằm trong khoảng cho phép của QCVN 14:2008/BTNMT. Riêng hàm
lượng oxy hòa tan khá thấp 0,79 mg/L.
Bảng 4.3 Kết quả phân tích nước thải đầu vào, đầu ra qua 2 nghiệm thức
Ghi chú: Trung bình ± Độ lệch chuẩn (n=3)
ns: Khác biệt không có ý nghĩa ở mức 5%
*: Khác biệt có ý nghĩa ở mức 5%
**: Khác biệt có ý nghĩa ở mức 1%
***: Khác biệt có ý nghĩa ở mức 0,1%
Nhìn chung giá trị của các chỉ tiêu theo dõi đều có sự khác biệt giữa đầu vào và
đầu ra ở cả 2 nghiệm thức, ngoại trừ nhiệt độ (bảng 4.3).
Nồng độ oxy hòa tan của nước thải chưa qua xử lý khá thấp, lần lượt là 0,77
mg/L ở nghiệm thức không trồng cỏ và 0,81 mg/L ở nghiệm thức có trồng cỏ. Oxy hòa
tan thấp có thể làm ảnh hưởng đến các quá trình tự phân giải của nước như quá trình
nitrite, nitrate hóa… Sau khi qua hệ thống xử lý bằng ĐNNKT, các chất hữu cơ bị giữ
lại nên nồng độ oxy hòa tan được cải thiện tốt hơn ở nước thải đầu ra (p<0,001) (Bảng
4.3).
pH của nước sau quá trình xử lý của hệ thống gần như trung tính. Ở nghiệm
thức không trồng cỏ pH hầu như không thay đổi ở nước thải đầu vào (7,21) và đầu ra
(6,86) (p>0,05); ở nghiệm thức có trồng cỏ pH giảm từ 7,64 xuống còn 6,82
(p<0,001). pH trong nước thải đầu ra của 2 nghiệm thức khá phù hợp cho các quá
trình xử lý sinh học và phù hợp với sự sống của hầu hết các loài sinh vật khi thải ra
môi trường.
Độ dẫn điện (EC) tại đầu vào cũng khá cao, 823 µS/cm ở nghiệm thức không
trồng cỏ và 840 µS/cm ở nghiệm thức có trồng cỏ. Sau khi qua hệ thống ĐNNKT, giá
trị EC của 2 nghiệm thức đều giảm và có sự khác biệt có ý nghĩa giữa nước thải đầu
vào và nước thải đầu ra. Cụ thể ở nghiệm thức không trồng cỏ EC giảm còn 723 µS/cm
(p<0,05) và ở nghiệm thức có trồng cỏ còn 726,7 µS/cm (p<0,001).
Nhiệt độ hầu như không có sự thay đổi trong nước thải đầu vào và đầu ra
(p>0,05) dao động từ 27 đến 28o
C
Nồng độ COD của nước thải chưa qua xử lý trong lần thí nghiệm với hệ thống
không trồng cỏ là 115,5 mg/L, với lần thí nghiệm có trồng cỏ là 103 mg/L. Sau khi qua
hệ thống xử lý, COD của cả 2 nghiệm thức đều giảm rõ rệt và sự khác biệt này có ý
Thông
số
Nghiệm thức không trồng cỏ Nghiệm thức có trồng cỏ
Đầu vào Đầu ra P-value Đầu vào Đầu ra P-value
DO 0,77 ± 0,04 1,31 ± 0,06 0,0002**
*
0,81 ± 0,08 1,77 ± 0,08 0,0001***
pH 7,21 ± 0,55 6,86 ± 0,06 0,3356ns
7,64 ± 0,11 6,82 ± 0,06 0,0003***
Nhiệt độ 27,3 ± 0,81 28,1 ± 0,25 0,1783ns
27,4 ± 1 28,1 ± 0,25 0,3255ns
EC 823 ± 51,2 723 ± 15,6 0,0283* 840 ± 15,6 726,7 ±5,9 0,0003***
COD 115,5 ± 14,2 53,14 ± 7 0,0024** 113 ± 5,8 10,7 ±2,8 0,0000***
TSS 18,83 ± 2,08 1,17 ± 0,76 0,0002**
*
15,7 ± 0,35 0,27 ± 0,15 0,0000***

nghĩa thống kê (p<0,05). Trong nước thải đầu ra, COD phân tích được ở nghiệm thức
không trồng cỏ là 53,1 mg/L và ở nghiệm thức có trồng cỏ là 10,7 mg/L. Nguyên nhân
là do các chất hữu cơ đã bị giữ lại trong các bể lọc và bể xử lý bằng cát. DO trong
nước thải đầu ra tăng lên cũng chứng tỏ COD đã được xử lý khá tốt.
Chất rắn lơ lửng (TSS) cũng được hệ thống giữ lại khá hiệu quả qua cơ chế lắng
và lọc trong hệ thống ĐNNKT. Số liệu TSS tại nước thải đầu ra cho thấy hàm lượng
TSS còn 1,2 mg/L ở nghiệm thức không trồng cỏ (TSS đầu vào là 18,8 mg/L) và chỉ
còn 0,3 mg/L ở nghiệm thức có trồng cỏ (TSS đầu vào ở nghiệm thức này là 15,7
mg/L). Hàm lượng TSS có sự khác biệt giữa nước thải đầu vào và đầu ra ở cả 2
nghiệm thức (Bảng 4.3).
4.3 Chất lượng nước thải dọc theo hệ thống
4.3.1 Nồng độ oxy hòa tan (DO)
Oxy hòa tan trong nước sẽ tham gia vào quá trình trao đổi chất, duy trì năng
lượng cho quá trình phát triển, sinh sản và tái sản xuất cho các sinh vật sống trong
nước. Khi chỉ số DO thấp, trong nước có nhiều chất hữu cơ, nhu cầu oxy hóa tăng lên
nên tiêu thụ nhiều oxy trong nước. Khi chỉ số DO cao, trong nước có nhiều rong tảo
tham gia quá trình quang hợp giải phóng oxy (Nguyễn Văn Bảo, 2002).
DO là yếu tố quyết định các quá trình phân hủy sinh học các chất ô nhiễm trong
nước diễn ra trong điều kiện yếm khí hay hiếu khí. Nếu vai trò phân hủy do các vi sinh
yếm khí thực hiện thì sản phẩm thường có tính độc hại, ngược lại đối với vi sinh hiếu
khí. Số liệu đo đạc DO rất cần thiết để có biện pháp duy trì điệu kiện hiếu khí trong
các nguồn nước tự nhiên tiếp nhận chất ô nhiễm cũng như trong các quá trình xử lý
hiếu khí nước thải sinh hoạt và công nghiệp (Trần Đức Hạ, 2002).
b
a
a
c
AB A
B
C
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
1.4
1.6
1.8
2.0
P1 P2 P3 P4
Điểm thu
DO
Không trồng cỏ
Có trồng cỏ
Ghi chú: a, b, c: Ký tự thể hiện sự khác nhau giữa các vị trí thu mẫu của nghiệm thức không trồng cỏ
A, B, C: Ký tự thể hiện sự khác nhau giữa các vị trí thu mẫu của nghiệm thức có trồng cỏ
Hình 4.4 Diễn biến nồng độ DO trong nước tại các vị trí dọc hệ thống ở nghiệm thức không
trồng cỏ và có trồng cỏ

Qua hình 4.4 cho thấy nồng độ oxy hòa tan (DO) trong nước thải đầu ra của 2
nghiệm thức đều tăng lên sau khi qua hệ thống ĐNNKT.
Nhìn chung, nồng độ oxy hòa tan trong nước thải ở bể đầu vào không quá thấp.
Đây là do bể này được thiết kế ngoài trời và lúc thu mẫu có khuấy trộn nước trong bể
do đó oxy từ khí quyển có thể khuếch tán vào làm tăng nồng độ oxy trong nước thải.
Đây cũng là nguyên nhân làm cho DO giữa điểm P1 và điểm P2 không có sự khác biệt
có ý nghĩa (p>0,05).
DO từ điểm P2 giảm dần tại điểm P3 (p<0,05) nguyên nhân là do lúc này nước
thải đã di chuyển vào bể xử lý bằng cát. Vì điểm thu mẫu được đặt ở đáy bể, lớp cát
dày phía trên đã cản trở oxy tiếp xúc với nước thải chảy phía dưới. Mặt khác, theo
nghiên cứu vận tốc dòng chảy trên cùng hệ thống của Trương Thị Phương Thảo (2007)
thì ở độ sâu 80 cm vận tốc dòng chảy là chậm nhất nên dễ tạo điều kiện cho môi
trường kị khí hoạt động. Do đó, DO tại điểm P3 của cả 2 nghiệm thức khá thấp.
Nước thải sau khi qua bể xử lý bằng cát sẽ tập trung tại bể đầu ra P4, giá trị DO
tại điểm này tăng lên và có sự khác biệt với các điểm thu trước (p<0,05) do các chất ô
nhiễm trong nước thải tiếp tục được xử lý khi qua hệ thống cát. Điều này cũng đã được
kiểm chứng qua phân tích các chỉ tiêu tổng nitơ (TN), COD, chất rắn lơ lửng tại vị trí
này cũng giảm đáng kể.
Thủy sinh thực vật có thể phát triển ở những vùng ngập nước và có thể thích
nghi trong điều kiện rễ thiếu oxy vì chúng có cấu trúc đặc thù có thể tăng cường khả
năng khuếch tán oxy đi vào và đi ra khỏi môi trường (Trương Hoàng Đan và Bùi
Trường Thọ, 2012 trích dẫn từ Brix, 1994). Ở nghiệm thức có trồng cỏ, Vetiver đã góp
phần vận chuyển thêm oxy vào trong nền cát nên DO trong nước thải đầu ra ở nghiệm
thức này cao hơn ở nghiệm thức không trồng cỏ (Hình 4.4).
DO ở đầu ra tăng lên 1,7 lần ở nghiệm thức không trồng cỏ và tăng 2,2 lần ở
nghiệm thức có trồng cỏ. Điều này chứng tỏ khả năng xử lý của hệ thống ĐNNKT có
trồng cỏ Vetiver cao hơn so với hệ thống không trồng cỏ.
4.3.2 pH
Sự thay đổi giá trị pH trong nước có thể dẫn đến những thay đổi về thành phần
các chất trong nước do quá trình hòa tan hoặc kết tủa, hoặc thúc đẩy hay ngăn chặn
những phản ứng hóa học, sinh học xảy ra trong nước (Đặng Kim Chi, 2001).
pH của nước thải sau khi xử lý của mọi quy trình xử lý nước thải đều quan
trọng, vì khi thải vào môi trường, nếu độ pH không phù hợp sẽ làm cho nguồn nước
không còn hữu dụng và làm ảnh hưởng đến hệ thủy sinh vật.
Hình 4.5 bên dưới cho thấy giá trị pH đầu ra của 2 nghiệm thức đều giảm hơn
so với điểm đầu vào.

ab ab a
b
A A A
B
5.0
5.5
6.0
6.5
7.0
7.5
8.0
8.5
9.0
9.5
P1 P2 P3 P4
Điểm thu
pH
Không trồng cỏ
Có trồng cỏ
QCVN A
Hình 4.5 Diễn biến giá trị pH trong nước tại các vị trí dọc hệ thống ở nghiệm thức không trồng
cỏ và có trồng cỏ
pH không có sự khác biệt giữa điểm P1, P2 và P3 ở cả 2 nghiệm thức (p>0,05).
Ở nghiệm thức không trồng cỏ, pH có giá trị nằm trong khoảng từ 6,86 đến 7,62. Ở
nghiệm thức có trồng cỏ, pH dao động từ 6,82 đến 7,84. Nguyên nhân có thể là do quá
trình phân hủy hiếu khí chất hữu cơ sinh học, đồng thời quá trình nitrat hóa cũng có
thể là một trong những nguyên nhân làm cho pH giảm ở vị trí đầu ra (Brix, 2003).
Điều này cũng khá hợp lý khi nồng độ NH4-N trong nước thải được phân tích cũng cho
kết quả giảm tại đầu ra (Theo kết quả phân tích của Nguyễn Duy Khoa trong cùng thí
nghiệm). Nhìn chung pH cả 2 nghiệm thức đều đạt QCVN 14:2008/BTNMT về nước
thải sinh hoạt (thuộc khoảng 5–9).
Bên cạnh đó khoảng pH này cũng thuận lợi cho sự phát triển của cỏ Vetiver,
giới hạn pH cho sự sinh trưởng và phát triển của Vetiver khá rộng khoảng từ 3 – 10,5
(Phạm Hồng Đức Phước và ctv., 2003).
4.3.3 Nhiệt độ
Nhiệt độ của nước là một chỉ tiêu cần đo khi lấy mẫu nước. Nhiệt độ của nước
ảnh hưởng đến độ pH, đến các quá trình hóa học và sinh hóa xảy ra trong nước
(Nguyễn Văn Bảo, 2002).
Nhiệt độ có khả năng ảnh hưởng đến hàm lượng oxy hòa tan có trong nguồn
nước và ảnh hưởng đời sống của một số thủy sinh vật. Khả năng bảo hòa của oxy
trong nước nóng thấp hơn và vi khuẩn phân hủy chất hữu cơ sẽ hoạt động mạnh hơn
(Lê Hoàng Việt, 2003).

b
ab
c
a
A
A
A
A
20.0
22.0
24.0
26.0
28.0
30.0
P1 P2 P3 P4
Điểm thu
Nhiệtđộ(ºC) Không trồng cỏ
Có trồng cỏ
Hình 4.6 Diễn biến giá trị nhiệt độ trong nước tại các vị trí dọc hệ thống ở nghiệm thức không
Nhìn chung nhiệt độ của cả 2 nghiệm thức đều không có sự thay đổi sau khi qua
hệ thống ĐNNKT (hình 4.6). Nhiệt độ trung bình của nghiệm thức không trồng cỏ dao
động trong khoảng 25,6 đến 28,1 và dao động từ 27,4 đến 28,3 ở nghiệm thức có trồng
cỏ.
Ở nghiệm thức có trồng Vetiver, nhiệt độ không có sự khác biệt giữa các điểm
thu mẫu dọc theo hệ thống (p>0,05). Trong khi đó lại có sự khác biệt tại điểm P2 so
với các điểm còn lại ở nghiệm thức không trồng cỏ (p<0,05). Nguyên nhân có thể do
thời điểm thu mẫu điểm P2 của nghiệm thức không trồng cỏ thời tiết hơi âm u, không
có nắng nhiều, nhiệt độ có thể dao động mạnh từ 23 - 31o
C (Dự báo thời tiết TPCT
ngày 23/02/1013). Bể thu mẫu tại vị trí P2 lại được thiết kế ngoài trời nên chịu ảnh
hưởng nhiều của thời tiết do đó nhiệt độ tại điểm này thấp.
4.3.4 Độ dẫn điện (EC)
Độ dẫn điện của nước liên quan đến sự có mặt của các ion trong nước. Các ion
này thường là muối của kim loại như NaCl, KCl, SO2-
4, NO-
3, PO-
4 v.v... Tác động ô
nhiễm của nước có độ dẫn điện cao thường liên quan đến tính độc hại của các ion tan
trong nước. Để xác định độ dẫn điện, người ta thường dùng các máy đo điện trở hoặc
cường độ dòng điện (Nguồn http://www.vnppa.org.vn).
giá trị EC phụ thuộc vào tổng các chất ion hóa được hòa tan trong nước và nhiệt
độ tại thời điểm đó. Nồng độ ion hóa càng cao thì độ dẫn điện càng cao. EC cũng tăng
theo sự gia tăng nhiệt độ của nước. Nước có chứa nhiều hợp chất vô cơ thì dẫn điện
tốt, ngược lại những chất hữu cơ không hòa tan trong nước dẫn điện kém.
Hình 4.7 cho thấy EC của nước thải đầu ra giảm nhiều so với nước thải đầu vào
trong cả 2 nghiệm thức (p<0,05).

a
a
a
b
A
A
A
B
700
720
740
760
780
800
820
840
860
880
900
P1 P2 P3 P4
Điểm thu
EC(µS/cm)
Không trồng cỏ
Có trồng cỏ
Hình 4.7 Diễn biến nồng độ EC trong nước tại các vị trí dọc hệ thống ở nghiệm thức không
Giá trị EC tại các vị trí P1, P2, P3 đều không cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa
thống kê (p>0,05). Nhưng khi so sánh EC tại điểm đầu ra P4 với các vị trí còn lại thì
có sự khác biệt (p<0,05). Kết quả này cũng tương ứng với nồng độ các ion hòa tan
như NH4
+
và PO4
3-
giảm tại các vị trí đầu ra được phân tích bởi Nguyễn Duy Khoa và
Lê Thị Lệ trong cùng thí nghiệm.
Theo Nguyễn Thị Thu Thủy, 2003 (trích từ Hồ Liên Huê, 2006) thì ở pH bình
thường, các hạt cát bên trong bể chứa cát sẽ tích điện âm nên sẽ hấp phụ các hạt mang
điện tích dương. Khi các hạt tích điện dương tích tụ quá nhiều trên bề mặt hạt cát sẽ
xảy ra hiện tượng quá bão hòa, các hạt cát sẽ trở thành các hạt tích điện dương. Lúc đó
lại xảy ra quá trình hấp phụ các hạt mang điện tích âm. Đến 1 lúc nào đó quá trình này
sẽ đạt đến bão hòa và trên bề mặt vật liệu lọc sẽ hấp phụ điện tích dương. Quá trình lặp
đi lặp lại này gọi là hiện tượng đảo thế bề mặt, nó sẽ làm cho điện thế bề mặt các hạt
giảm dần theo thời gian lọc. Đây là nguyên nhân làm giảm EC trong nước thải đầu ra.
Cụ thể EC giảm từ 823 µS/cm xuống 723 µS/cm đối với nghiệm thức không trồng cỏ,
thấp hơn ở nghiệm thức có trồng cỏ EC giảm từ 840 µS/cm xuống còn 726,7 µS/cm.
Bên cạnh đó, Cỏ Vetiver trồng trên bể lọc bằng cát cũng góp phần hấp phụ các
ion. Tuy nhiên, vì thời gian thực nghiệm ngắn, cỏ vẫn chưa phát triển đủ lớn nên hiệu
quả hấp phụ từ cỏ không cao.
4.3.5 Nhu cầu oxy hóa học (COD)
Toàn bộ lượng oxy sử dụng cho phản ứng oxy hóa các chất hữu cơ được lấy từ
oxy hoà tan trong nước (DO). Do vậy nhu cầu oxy hoá học cao sẽ làm giảm nồng độ
DO của nước, có hại cho sinh vật nước và hệ sinh thái nước nói chung. Nước thải hữu
cơ, nước thải sinh hoạt và nước thải hoá chất là các tác nhân tạo ra các giá trị COD cao
của môi trường nước.

Theo Kadlec et al. (2000), do thời gian lưu trữ nước thải trong hệ thống khá dài,
nên hệ thống ĐNNKT chảy ngầm theo phương ngang đạt được hiệu quả cao trong việc
loại bỏ COD và TSS.
c
b
b
a
D
C
B
A
0
20
40
60
80
100
120
140
P1 P2 P3 P4
Điểm thu
COD(mg/L)
Không trồng cỏ
Có trồng cỏ
Hình 4.8 Diễn biến nồng độ COD trong nước tại các vị trí dọc hệ thống ở nghiệm thức không
Nồng độ COD (mg/L) đầu vào không có sự khác biệt giữa 2 nghiệm thức. Ở
nghiệm thức không trồng cỏ, COD đầu vào có giá trị trung bình là 115,5 mg/L, ở
nghiệm thức có trồng cỏ COD đầu vào trung bình là 113,3 mg/L.
COD của cả 2 nghiệm thức có xu hướng giảm dần theo các điểm dọc hệ thống
và có sự khác biệt giữa các vị trí (p<0,05).
Tại điểm P2, COD được loại bỏ nhờ vào khả năng hấp phụ của vật liệu lọc tại
bể lọc than đước và bể lọc xơ dừa. Chất hữu cơ đã được giữ lại tại 2 bể lọc nên COD
giảm nhiều tại điểm này.
COD giảm một phần khi qua điểm P3 ở nghiệm thức có trồng cỏ, nhưng ở
nghiệm thức không trồng cỏ thì không có sự khác biệt giữa điểm P2 và P3. Nguyên
nhân có thể là do cát có lẫn các chất mùn hữu cơ từ bể cát tràn vào ống thu mẫu làm
tăng nồng độ COD tại điểm này.
Sau khi qua điểm P3 nước thải sẽ vào bể xử lý bằng cát. Tại đây các chất rắn lơ
lửng có kích thước nhỏ hơn được vật liệu lọc là cát giữ lại. Ngoài ra còn có sự hoạt
động của các vi sinh vật phân giải các chất hữu cơ nên COD tiếp tục giảm qua 2
nghiệm thức. Theo Vymazal (2003), nhu cầu oxy trong hầu hết các hệ thống ĐNNKT
chảy ngầm theo phương ngang cao hơn so với nồng độ oxy sẵn có, do đó, các quá
trình hiếu khí và kị khí đóng góp vai trò đáng kể vào sự phân hủy chất hữu cơ.
Thực vật cũng đóng góp vào quá trình xử lý chất ô nhiễm. Tại bể cát, oxy được
cỏ Vetiver vận chuyển vào trong nền cát, tạo điều kiện cho các quá trình phân hủy hiếu
khí chất hữu cơ xảy ra nên nồng độ COD đầu ra tại nghiệm thức này thấp hơn nhiều so

với nghiệm thức không trồng cỏ (Hình 4.8). Cụ thể COD ở nghiệm thức không trồng
cỏ giảm 2,2 lần từ 115,5 mg/L còn 53,2 mg/L. Đối với nghiệm thức có trồng cỏ, COD
giảm 10,6 lần từ 113,3 mg/L còn 10,7 mg/L.
Dựa vào nồng độ COD, ta có thể suy ra nồng độ BOD5 đầu ra tương ứng của 2
nghiệm thức nằm trong khoảng 26,6 đến 53,2 mg/L đối với nghiệm thức không trồng
cỏ Vetiver và khoảng 5,35 đến 10,7 mg/L đối với nghiệm thức có trồng cỏ Vetiver (giá
trị COD luôn lớn hơn BOD5 với tỷ lệ BOD5>=0,5COD theo Lê Hoàng Việt, 2003) có
thể thấy được nồng độ chất ô nhiễm đã được xử lý khá hiệu quả. BOD5 của nghiệm
thức không trồng cỏ nằm trong khoảng cho phép của cột B (BOD5 tối đa là 50 mg/L)
và BOD5 của nghiệm thức có trồng cỏ nằm trong quy định của cột A (BOD5 không
vượt quá 30 mg/L) của QCVN 14:2008/BTNMT về nước thải sinh hoạt. Điều này
chứng tỏ hệ thống ĐNNKT có thể xử lý khá tốt các chất hữu cơ có trong nước thải, và
khả năng xử lý các chất ô nhiễm của cỏ Vetiver là khá cao.
4.3.6 Hàm lượng chất rắn lơ lửng (TSS)
Chất rắn lơ lửng (TSS) là thông số biểu thị tổng lượng chất rắn lơ lửng trong
một lít nước thải (mg/L). Kết quả đo chất rắn lơ lửng được trình bày qua Hình 4.9.
c
b
b
a
D
C
B
A
0
10
20
30
40
50
60
P1 P2 P3 P4
Điểm thu
TSS(mg/L)
Không trồng cỏ
Có trồng cỏ
QCVN A
Hình 4.9 Diễn biến nồng độ TSS trong nước tại các vị trí dọc hệ thống ở nghiệm thức không
Kết quả chất rắn lơ lửng giảm dần khi qua hệ thống xử lý. Nước thải đầu vào và
đầu ra đều đạt loại A QCVN 14:2008/BTNMT về nước thải sinh hoạt.
Theo Vymazal (2002) cơ chế loại bỏ TSS chủ yếu trong hệ thống ĐNNKT chảy
ngầm theo phương ngang là cơ chế lắng và lọc. Do đó, có thể thấy nồng độ TSS tại
điểm P2 giảm khá đáng kể khi qua bể lọc than đước và bể lọc xơ dừa (p<0,05).
Nước thải tiếp tục giảm một phần khi vào điểm P3. Tuy nhiên ở nghiệm thức
không trồng cây, nồng độ TSS giữa điểm P2 và P3 không có sự khác biệt. Có thể là do

cát từbeereer xử lý bằng cát tràn xuống ống thu mẫu khiến cho nồng độ TSS tại điểm
P3 tăng lên.
Sau đó chất rắn lơ lửng tiếp tục được các vật liệu lọc trong bể cát giữ lại nên
nồng độ TSS giảm xuống khá rõ rệt tại điểm đầu ra P4 (p<0,05).
Thực vật cũng có vai trò đối với việc xử lý TSS bới các tác động lý học của nó,
các phần cơ thể của thực vật làm ổn định bề mặt của khu ĐNN, giảm vận tốc dòng
chảy, làm tăng khả năng lắng và giữ lại các chất rắn trong ĐNN (Lê Anh Tuấn, 2008
trích từ Armstrong et al., 1989 và Brix & Schierup, 1989).
4.4 Hiệu suất xử lý của hệ thống
Hiệu suất xử lý (%) được tính bằng phần trăm sự khác biệt giữa hàm lượng chất
ô nhiễm đầu vào (P1) và đầu ra (P4) của hệ thống ĐNNKT.
Bảng 4.4 Hiệu suất xử lý của 2 nghiệm thức trên hệ thống
Thông số Đơn vị Nghiệm thức không trồng cỏ Nghiệm thức trồng cỏ P-value
COD mg/L 53,99 ± 5,4 90,51 ± 2 0,0004***
TSS mg/L 93,79 ± 3,6 98,28 ± 0,9 0,1075ns
Ghi chú: ns: Khác biệt không có ý nghĩa ở mức 5%
*: Khác biệt có ý nghĩa ở mức 5%
**: Khác biệt có ý nghĩa ở mức 1%
***: Khác biệt có ý nghĩa ở mức 0,1%
Nhìn chung, hiệu suất xử lý các chất ô nhiễm của hệ thống ĐNNKT chảy ngầm
theo phương ngang là khá cao ở cả 2 nghiệm thức. Theo Kadlec et al. (2000) hệ thống
ĐNNKT chảy ngầm theo phương ngang đạt được hiệu quả cao trong việc loại bỏ COD
và TSS.
Ở nghiệm thức không trồng cỏ Vetiver, hiệu suất xử lý COD đạt 54%, hiệu suất
xử lý TSS của nghiệm thức này là 93,8%. Có thể thấy hệ thống ĐNNKT chảy ngầm
theo phương ngang có khả năng xử lý TSS khá tốt, trong khi đối với chỉ tiêu COD vẫn
còn tương đối thấp. Một phần là do các vật liệu lọc trong hệ thống đã được sử dụng
quá lâu, cần thay vật liệu mới tại bể lọc than đước và xơ dừa. Ở bể xử lý cát cũng nên
rửa cát lại để đảm bảo các chất mùn hữu cơ do rễ cây để lại hoặc các chất hữu cơ bị
phân hủy không làm ảnh hưởng đến kết quả thí nghiệm.
Ở nghiệm thức có trồng cỏ Vetiver, hiệu suất xử lý COD đạt tới 90,5%, hiệu
suất xử lý TSS đạt 98,3%. Kết quả này cao hơn so với những ghi nhận của Zhang et
al. (2009), sử dụng ĐNNKT chảy ngầm theo phương ngang xử lý nước thải sinh hoạt
và đô thị, hiệu suất xử lý trung bình của COD và TSS là 70,1% và 75,5%. Kết quả
nghiên cứu của Trang và Hans Brix (2012) trên cùng hệ thống với thực vật là sậy và
lưu lượng tải nạp là 600 L/ngày (COD: 84% và TSS : 94%) cũng cho thấy hiệu suất xử
lý không khác biệt với hệ thống ĐNNKT trồng cỏ Vetiver với lưu lượng nạp nước cao
hơn 1000 L/ngày. Thực tế đã cho thấy cỏ Vetiver có khả năng xử lý chất ô nhiễm khá

tốt. Nên có thêm nhiều thí nghiệm để kiểm tra các chỉ tiêu khác như kim loại nặng,
coliform, E.coli,... để có thể đánh giá một cách đầy đủ về khả năng xử lý của Vetiver.
Hiệu suất xử lý COD của nghiệm thức có trồng cỏ Vetiver cao hơn so với
nghiệm thức không có trồng cỏ Vetiver.
Đối với chỉ tiêu COD, hiệu suất xử lý giữa 2 nghiệm thức có sự khác biệt ở mức
ý nghĩa 0,1% (p<0,001). Điều này cho thấy sự hiện diện của cỏ Vetiver đã góp phần
xử lý chất ô nhiễm trong nước thải. Tuy nhiên nên tiến hành thêm nhiều thí nghiệm
khác với lưu lượng tải nạp cao hơn để có thể xác định được khả năng xử lý tối đa của
cỏ Vetiver trên hệ thống ĐNNKT chảy ngầm theo phương ngang.
Hiệu suất xử lý TSS giữa nghiệm thức không trồng cỏ Vetiver và nghiệm thức
có trồng cỏ Vetiver không có sự khác biệt có ý nghĩa thống kê (p>0,05). Vì thời gian
thực nghiệm của mỗi nghiệm thức chỉ kéo dài trong 3 tuần, đối với nghiệm thức có
trồng cỏ Vetiver mặc dù có thêm 3 tuần để cho cỏ thích nghi nhưng vẫn chưa đủ thời
gian để cỏ Vetiver phát triển tốt và ổn định cho nên chưa thấy được vai trò của Vetiver
trong quá trình xử lý TSS. Vì vậy, cần tăng thêm thời gian thí nghiệm để có thể đánh
giá được vai trò của Vetiver trên hệ thống ĐNNKT.

CHƯƠNG 5
KẾT LUẬN – KIẾN NGHỊ
5.1 Kết luận
ĐNNKT chảy ngầm theo phương ngang là 1 hệ thống có khả năng xử lý các
chất ô nhiễm khá tốt. Hàm lượng TSS của cả 2 nghiệm thức đều đạt loại A QCVN
14:2008/BTNMT về nước thải sinh hoạt và nồng độ COD giảm đáng kể khi qua hệ
thống xử lý.
Hiệu quả xử lý của hệ thống ĐNNKT có trồng cỏ Vetiver và không có trồng cỏ
Vetiver đều đạt hiệu quả cao, COD và chất rắn lơ lửng đều giảm đáng kể và đạt tiêu
chuẩn. Hệ thống ĐNNKT không có trồng cỏ có thể xử lý COD đạt 54% và TSS đạt
91%. Ở hệ thống ĐNNKT có trồng cỏ Vetiver, hiệu suất xử lý các chất ô nhiễm cao
hơn so với hệ thống không có trồng cỏ, hiệu suất xử lý COD lên tới 94% và TSS là
98%.
Đối với hệ thống có trồng cỏ Vetiver, do thời gian vận hành còn quá ngắn nên
chưa thấy rõ vai trò của Vetiver trong việc xử lý các chất ô nhiễm, đặc biệt là TSS.
Phương pháp xử lý nước thải bằng ĐNNKT tuy tốn nhiều diện tích đất hơn so
với các phương pháp xử lý nước thải hiện đại, nhưng thay vào đó là việc vận hành đơn
giản, ít tốn kém chi phí cho đầu tư xây dựng, thời gian hoạt động dài nên phương pháp
này rất phù hợp cho việc xử lý nước thải các khu dân cư cũng như khu đô thị.
5.2 Kiến nghị
Tăng thời gian thí nghiệm với nghiệm thức có trồng cỏ Vetiver để có thể đánh
giá một cách đầy đủ và chính xác khả năng xử lý chất ô nhiễm của Vetiver trong hệ
thống ĐNNKT chảy ngầm theo phương ngang.
Tăng tải lượng nạp nước thải nhằm đánh giá được khả năng xử lý tối đa của hệ
thống và cỏ Vetiver.
Phân tích thêm các chỉ tiêu khác như kim loại nặng, Coliform, E.coli,... để đánh
giá tốt hơn khả năng xử lý nước thải của hệ thống và cỏ Vetiver.
Tiến hành thí nghiệm thêm với nhiều loại cây ĐNN khác nhau trên cùng hệ
thống để có thể tìm ra cây phù hơn và có giá trị sử dụng cao sau khi thu hoạch.
Cần có thêm nhiều thí nghiệm mới với các loại nước thải khác nhau như nước
thải chăn nuôi, nước thải y tế, nước rỉ rác,... để đánh giá được khả năng xử lý của hệ
thống ĐNNKT với nồng độ các chất ô nhiễm cao hơn.

Luận văn Khả năng xử lý COD và TSS trong nước thải sinh hoạt của hệ thống Đất ngập nước kiến tạo trồng cỏ Vetiver

Recomendados

Recomendados

Mais conteúdo relacionado

Mais procurados

Mais procurados (20)

Destaque

Destaque (20)

Semelhante a Luận văn Khả năng xử lý COD và TSS trong nước thải sinh hoạt của hệ thống Đất ngập nước kiến tạo trồng cỏ Vetiver

Semelhante a Luận văn Khả năng xử lý COD và TSS trong nước thải sinh hoạt của hệ thống Đất ngập nước kiến tạo trồng cỏ Vetiver (20)

Luận văn Khả năng xử lý COD và TSS trong nước thải sinh hoạt của hệ thống Đất ngập nước kiến tạo trồng cỏ Vetiver