NGHIÊN CỨU ỨNG DỤNG THỰC VẬT THỦY SINH TRONG XỬ LÝ …gust.edu.vn/media/26/uftai-ve-tai-day26103.pdf · Tình hình nghiên cứu sử dụng TVTS trong xử lý nước

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO VIỆN HÀN LÂM KHOA HỌC

VÀ CÔNG NGHỆ VIỆT NAM

HỌC VIỆN KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ -----------------------------

VŨ THỊ NGUYỆT

NGHIÊN CƯU ƯNG DỤNG THỰC VẬT THỦY SINH

TRONG XỬ LÝ NƯỚC THẢI CHĂN NUÔI LỢN

LUẬN ÁN TIẾN SỸ KỸ THUẬT MÔI TRƯỜNG

HÀ NỘI – 2018

VIỆN HÀN LÂM KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ VIỆT NAM

HỌC VIỆN KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ

……..….***…………

VŨ THỊ NGUYỆT

NGHIÊN CƯU ƯNG DỤNG THỰC VẬT THỦY SINH

TRONG XỬ LÝ NƯỚC THẢI CHĂN NUÔI LỢN

LUẬN ÁN TIẾN SỸ KỸ THUẬT MÔI TRƯỜNG

Chuyên ngành: Kỹ thuật môi trường

Mã số: 62.52.03.20

Người hướng dẫn khoa học:

1. TS. Trần Văn Tựa

2. GS,TS. Đặng Đình Kim

HÀ NỘI – 2018

LỜI CẢM ƠN

Tôi xin bày tỏ lòng biết ơn sâu sắc tới TS, NCVCC. Trần Văn Tựa và GS,TS.

Đặng Đình Kim vì đã có những chỉ dẫn quý báu về phương pháp luận, định hướng cho

tôi những hướng nghiên cứu khoa học quan trọng trong quá trình thực hiện luận án này

và tạo mọi điều kiện thuận lợi giúp tôi hoàn thành bản luận án này.

Tôi xin chân thành cảm ơn Bộ Khoa học & Công nghệ, Văn phòng các Chương

trình Khoa học Công nghệ trọng điểm cấp Nhà nước, Chương trình KC.08/11-15, chủ

nhiệm đề tài KC08.05/11-15 đã hỗ trợ kinh phí thực hiện nghiên cứu này.

Tôi xin cảm ơn Lãnh đạo Viện Công nghệ môi trường và các bạn đồng nghiệp

phòng Thủy sinh học môi trường, Viện Công nghệ môi trường đã tạo điều kiện về mọi

mặt và đóng góp các ý kiến quý báu về chuyên môn trong suốt quá trình tôi thực hiện

và bảo vệ Luận án.

Tôi xin trân trọng cảm ơn Ban Lãnh đạo và bộ phận Đào tạo của Học viện khoa

học và Công nghệ đã giúp tôi hoàn thành các học phần của Luận án và mọi thủ tục cần

thiết.

Cuối cùng tôi xin bày tỏ lời cảm ơn sâu sắc nhất đến gia đình, người thân đã

luôn chia sẻ, động viên tinh thần và là nguồn cổ vũ, giúp đỡ tôi vượt qua mọi khó khăn

trong suốt quá trình thực hiện Luận án.

NGHIÊN CỨU SINH

Vũ Thị Nguyệt

MỤC LỤC

MỞ ĐẦU ......................................................................................................................... 1

CHƯƠNG 1: TỔNG QUAN TÀI LIỆU ......................................................................... 4

1.1. Tổng quan về nước thải chăn nuôi lợn ..................................................................... 4

1.1.1. Vài nét về tình hình chăn nuôi lợn trang trại ........................................................ 4

1.1.2. Ô nhiễm môi trường do chăn nuôi lợn gây ra tại Việt Nam .................................. 5

1.1.3. Hiện trạng công nghệ xử lý nước thải chăn nuôi lợn ............................................ 9

1.2. Tổng quan về các phương pháp xử lý nước thải chăn nuôi lợn ............................. 11

1.3. Công nghệ sinh thái trong xử lý nước thải chăn nuôi ............................................ 13

1.3.1. Khái niệm công nghệ sinh thái ............................................................................ 13

1.3.2. Các nhóm thực vật thủy sinh trong công nghệ sinh thái ..................................... 13

1.3.3. Vai trò của thực vật thuỷ sinh trong xử lý nước thải ........................................... 14

1.3.4. Các loại hình công nghệ sử dụng thực vật thủy sinh trong xử lý nước thải ....... 15

1.3.5. So sánh hệ thống công nghệ dòng chảy mặt và dòng chảy ngầm ....................... 25

1.3.6. Sơ lược về một số loài thực vật thủy sinh nghiên cứu ......................................... 27

1.4. Ứng dụng thực vật thủy sinh trong xử lý nước thải và nước thải chăn nuôi lợn ........ 32

1.4.1. Tình hình nghiên cứu trên thế giới ...................................................................... 32

1.4.2. Tình hình nghiên cứu trong nước ........................................................................ 36

CHƯƠNG 2. ĐỐI TƯỢNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU ............................ 45

2.1. Đối tượng nghiên cứu ............................................................................................. 45

2.2. Phương pháp nghiên cứu ........................................................................................ 46

2.2.1. Đánh giá khả năng chống chịu và xử lý các tác nhân ô nhiễm ........................... 46

2.2.2. Đánh giá khả năng xử lý nước thải chăn nuôi lợn của các loại hình công nghệ ... 48

2.2.3. Đánh giá hiệu quả xử lý nước thải chăn nuôi lợn của mô hình sinh thái ........... 53

2.2.4. Phương pháp phân tích ....................................................................................... 53

2.2.5. Phương pháp xử lý số liệu ................................................................................... 54

2.2.6. Thiết bị sử dụng trong nghiên cứu ...................................................................... 55

CHƯƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN ................................................................ 56

3.1. Khả năng chống chịu và xử lý ô nhiễm nước thải chăn nuôi lợn sau giai đọan xử lý

vi sinh vật qui mô phòng thí nghiệm ............................................................................. 56

3.1.1. Khả năng chống chịu một số yếu tố môi trường của thực vật thủy sinh ............... 56

3.1.2. Hiệu quả xử lý ô nhiễm của các loài TVTS được lựa chọn ................................. 62

3.2. Hiệu quả xử lý nước thải chăn nuôi lợn sau xử lý vi sinh vật của một số loại công

nghệ sử dụng thực vật thủy sinh với lưu lượng nước thải khác nhau .......................... 81

3.2.1. Công nghệ sử dụng thực vật lá nổi Bèo tây ......................................................... 81

3.2.2. Công nghệ dòng chảy trên bề mặt ....................................................................... 85

3.2.3. Công nghệ dòng chảy ngầm ................................................................................ 91

3.2.4. Hệ thống phối hợp các thực vật thủy sinh ......................................................... 100

3.2.5. So sánh hiệu quả xử lý TN, TP và COD của các loại hình công nghệ .............. 108

3.3. Xây dựng, vận hành và đánh giá hiệu quả giảm thiểu COD, N và P trong mô hình

sinh thái ........................................................................................................................ 110

3.3.1. Xây dựng mô hình sinh thái ............................................................................... 110

3.3.2. Đánh giá hiệu quả xử lý của mô hình sinh thái ................................................. 113

3.3.2.1. Hiệu quả xử lý COD ........................................................................................ 113

3.3.2.2. Hiệu quả xử lý nitơ ......................................................................................... 116

3.3.2.3. Hiệu quả xử lý photpho .................................................................................. 120

3.3.2.4. Sự biến đổi các yếu tố thủy lý của mô hình sinh thái ..................................... 122

3.3.2.5. Bước đầu tính toán hiệu quả kinh tế .............................................................. 123

3.4. Đánh giá hiệu quả xử lý của mô hình sinh thái tích hợp trong mô hình tổng thể xử

lý nước thải chăn nuôi lợn tại Lương Sơn, Hòa Bình ................................................. 126

KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ ..................................................................................... 130

KẾT LUẬN ................................................................................................................. 130

KIẾN NGHỊ ................................................................................................................. 131

DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH CÔNG BỐ .......................................................... 132

TÀI LIỆU THAM KHẢO ........................................................................................... 133

DANH MỤC CÁC TỪ VIẾT TẮT

Ký hiệu Ý nghĩa

BOD Biochemical oxygen demand (Nhu cầu oxy sinh hóa)

CNST Công nghệ sinh thái

COD Chemical Oxygen Demand (Nhu cầu ô xy hóa học)

ĐC Đối chứng

ĐNN Đất ngập nước

ĐNNNT Đất ngập nước nhân tạo

DO Dissolved Oxygen (ôxy hòa tan)

FAO Food and Agriculture Organization (Tổ chức nông lương thế

giới)

HN Hà Nội

HT Hệ thống

NT Ngổ Trâu

NN&PTNT Nông nghiệp và Phát triển nông thôn

PTN Phòng thí nghiệm

QCVN Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia

MHST Mô hình sinh thái

S Sậy

TB Thái Bình

TCN Tiêu chuẩn ngành

TKN Tổng nitơ Kjeldahl

TN Tổng nitơ

TNMT Tài nguyên Môi trường

TLTK Tài liệu tham khảo

TP Tổng phốt pho

TVTS Thực vật thủy sinh

DANH MỤC BẢNG

Bảng 1.1. Phân bố số lợn và trang trại chăn nuôi theo vùng sinh thái ............................ 4

Bảng 1.2. Số lượng lợn cả nước (tính đến tháng 10/2016) ............................................. 5

Bảng 1.3. Số đầu lợn và lượng nước tiêu thu tại một số trang trại điển hình .................. 6

Bảng 1.4. Thành phần và mức độ ô nhiễm nước thải chăn nuôi lợn trang trại. .............. 7

Bảng 1.5. So sánh ưu nhược điểm hệ thống dòng chảy ngang và dòng chảy thẳng

đứng..22

Bảng 1.6. BOD bị loại bỏ trong một số hệ thống dòng ngầm ....................................... 23

Bảng 1.7. So sánh ưu điểm và nhược điểm của hệ thống dòng mặt và hệ thống dòng ngầm26

Bảng 1.8. Hiệu quả loại bỏ BOD5 và TSS tại một số kiểu hệ thống đất ngập nước nhân tạo27

Bảng 1.9. Tình hình nghiên cứu sử dụng TVTS trong xử lý nước thải trên thế giới ... 32

Bảng 1.10. Tình hình nghiên cứu sử dụng TVTS trong xử lý nước thải ở Việt Nam ... 41

Bảng 2.1. Thành phần cơ bản nước thải sau xử lý vi sinh vật tại Trung tâm nghiên cứu

lợn Thụy Phương (Viện Chăn nuôi) .............................................................................. 45

Bảng 2.2. Thành phần môi trường thủy canh cho cây .................................................. 46

Bảng 2.3. Các công thức thí nghiệm khả năng chống chịu ........................................... 47

Bảng 3.1. Khả năng chống chịu một số yếu tố môi trường của các thực vật thủy sinh 62

Bảng 3.2. Hiệu quả xử lý của hệ thống sử dụng Bèo tây .............................................. 81

Bảng 3.3. Hiệu quả xử lý của hệ thống Sậy theo công nghệ dòng mặt ......................... 85

Bảng 3.4. Hiệu quả xử lý của hệ Rau muống theo công nghệ dòng mặt ...................... 88

Bảng 3.5. Hiệu quả xử lý của hệ thống Sậy theo công nghệ dòng ngầm ...................... 92

Bảng 3.6. Hiệu quả xử lý của hệ thống cỏ Vetiver theo công nghệ dòng ngầm ........... 96

Bảng 3.7. Hiệu quả xử lý của hệ thống phối hợp Bèo tây và Sậy ............................... 100

Bảng 3.8. So sánh hiệu quả xử lý TN, TP và COD của các loại hình công nghệ ....... 109

Bảng 3.9. Các thông số thiết kế hệ thống .................................................................... 112

Bảng 3.10. Các thông số thủy lý của mô hình sinh thái .............................................. 122

Bảng 3.11. Chi phí xây dựng mô hình sinh thái với TVTS ......................................... 124

Bảng 3.12. Hiệu quả xử lý COD, TN và TP của mô hình xử lý nước thải ................. 128

DANH MỤC HÌNH

Hình 1.1. Sơ đồ các qui trình công nghệ xử lý nước thải đang áp dụng tại các trang trại

chăn nuôi lợn ................................................................................................................. 10

Hình 1.2. Các loại hình công nghệ sinh thái sử dụng TVTS trong xử lý nước thải ...... 16

Hình 1.3: Cơ chế loại bỏ nitrogen trong đất ngập nước ................................................ 18

Hình 1.4: Sơ đồ đất ngập nước dòng chảy ngầm theo chiều ngang .............................. 21

Hình 1.5: Sơ đồ đất ngập nước dòng chảy ngầm theo chiều đứng ................................ 21

Hình 1.6. Bèo tây (Eichhornia crassipes) ..................................................................... 27

Hình 1.7. Bèo cái (Pistia stratiotes) ............................................................................. 28

Hình 1.8. Rau muống (Ipomoea aquatica ) ................................................................... 28

Hình 1.9. Cây Ngổ trâu (Enydra fluctuans) .................................................................. 29

Hình 1.10. Cây Cải xoong (Rorippa nasturtium aquaticum) ........................................ 30

Hình 1.11. Cây sậy (Phragmites australis) ................................................................... 30

Hình 1.12. cỏ Vetiver (Vetiveria zizanioides) ............................................................... 31

Hình 1.13. Cây Thủy trúc (Cyperus alternifolius) ........................................................ 31

Hình 2.1. Sơ đồ thực nghiệm tại pilot với Bèo tây ........................................................ 48

Hình 2.2. Sơ đồ thực nghiệm hệ thống dòng mặt tại pilot ............................................ 49

Hình 2.3. Sơ đồ thực nghiệm hệ thống dòng ngầm tại pilôt ......................................... 50

Hình 2.4. Sơ đồ thực nghiệm hệ phối hợp Bèo tây và Sậy tại pilot ............................. 51

Hình 2.5. Sơ đồ hệ thống phối hợp Sậy, Thủy trúc, Bèo tây và cỏ Vetiver tại pilot..... 52

Hình 3.1. Ảnh hưởng của nồng độ COD khác nhau lên sinh trưởng của TVTS ........... 57

Hình 3.2. Ảnh hưởng của nồng độ NH4+ khác nhau lên sinh trưởng của TVTS .......... 58

Hình 3.3. Ảnh hưởng của nồng độ NO3- khác nhau lên sinh trưởng của TVTS .......... 60

Hình 3.4. Ảnh hưởng của pH khác nhau lên sinh trưởng của TVTS ............................ 61

Hình 3.5. Hiệu quả xử lý COD (%)-Thí nghiệm theo mẻ ............................................. 63

Hình 3.6. Hiệu quả xử lý TSS (%)-Thí nghiệm theo mẻ ............................................... 64

Hình 3.7. Hiệu quả xử lý NH4+ - thí nghiệm theo mẻ ................................................... 65

Hình 3.8. Hiệu quả xử lý TN- thí nghiệm theo mẻ........................................................ 67

Hình 3.9. Hiệu quả xử lý PO43- - Thí nghiệm theo mẻ .................................................. 68

Hình 3.10. Hiệu quả xử lý TP- thí nghiệm theo mẻ ...................................................... 70

Hình 3.11. Hiệu quả xử lý COD (%)- Thí nghiệm bán liên tục .................................... 71

Hình 3.12. Hiệu quả xử lý COD trung bình (%)- Thí nghiệm bán liên tục................... 72

Hình 3.13. Hiệu quả xử lý NH4+ (%)- Thí nghiệm bán liên tục .................................... 73

Hình 3.14. Hiệu quả xử lý NH4+ trung bình (%)- Thí nghiệm bán liên tục ................. 74

Hình 3.15. Hiệu quả xử lý TN (%)- Thí nghiệm bán liên tục ....................................... 75

Hình 3.16. Hiệu quả xử lý TN trung bình (%) - Thí nghiệm bán liên tục ..................... 75

Hình 3.17. Hiệu quả xử lý PO43- (%)- Thí nghiệm bán liên tục .................................... 76

Hình 3.18. Hiệu quả xử 3 lý PO4- trung bình (%)- Thí nghiệm bán liên tục ................. 77

Hình 3.19. Hiệu quả xử lý TP (%) - Thí nghiệm bán liên tục ....................................... 78

Hình 3.20. Hiệu quả xử lý TP trung bình (%) - Thí nghiệm bán liên tục ..................... 79

Hình 3.21. Hiệu quả xử lý COD, TN và TP của Bèo tây .............................................. 83

Hình 3.22. Hiệu quả xử lý COD, TN và TP của cây Sậy theo công nghệ dòng mặt .... 86

Hình 3.23. Hiệu quả xử lý COD, TN và TP của Rau muống theo công nghệ dòng mặt90

Hình 3.24. Hiệu quả xử lý COD, TN và TP của hệ thống dòng ngầm trồng Sậy ......... 93

Hình 3.25. Hiệu quả xử lý COD, TN và TP của hệ thống dòng ngầm trồng cỏ Vetiver98

Hình 3.26. Hiệu quả xử lý COD, TN và TP của hệ thống phối hợp Bèo tây – Sậy .... 101

Hình 3.27. Hiệu quả xử lý COD, TN và TP của hệ thống phối hợp Sậy – Bèo tây .... 103

Hình 3.28. Khả năng loại bỏ COD của hệ thống phối hợp ......................................... 104

Hình 3.29. Hiệu quả xử lý TN của hệ thống phối hợp ................................................ 105

Hình 3.30. Hiệu quả xử lý TP của HT phối hợp ......................................................... 107

Hình 3.31. Sơ đồ công nghệ sinh thái xử lý nước thải chăn nuôi lợn sau xử lý bằng

công nghệ vi sinh vật ................................................................................................... 111

Hình 3.32. Sơ đồ hệ thống mô hình sinh thái tại hiện trường ..................................... 111

Hình 3.33. Hiệu quả loại bỏ COD của mô hình sinh thái tại Lương Sơn, Hòa Bình .. 114

Hình 3.34. Hiệu quả loại bỏ TN của mô hình sinh thái tại Lương Sơn, Hòa Bình ..... 118

Hình 3.35. Hiệu quả loại bỏ TP của mô hình sinh thái tại Lương Sơn, Hòa Bình ...... 120

Hình 3.36. Sơ đồ trang trại Hòa Bình Xanh và vị trí xây dựng mô hình xử lý chất thải .... 127

1

MỞ ĐẦU

1. Tính cấp thiết của đề tài

Trong thời gian qua, cùng với sự phát triển mạnh mẽ của đất nước, bộ mặt nông

thôn cũng có nhiều đổi mới. Kinh tế phát triển, đời sống của người nông dân đang

được nâng cao. Hoạt động chăn nuôi đã và đang tạo nguồn thu nhập chính cho nhiều

hộ nông dân. Tuy nhiên, cùng với sự gia tăng đàn vật nuôi thì tình trạng ô nhiễm môi

trường do chất thải chăn nuôi cũng đang gia tăng. Chất thải chăn nuôi bao gồm phân

và các chất độn chuồng, thức ăn thừa, xác gia súc, gia cầm chết,... được phân thành 3

loại: Chất thải rắn (phân, thức ăn, xác gia súc, gia cầm chết); Chất thải lỏng (nước tiểu,

nước rửa chuồng, nước dùng để tắm gia súc); Chất thải khí (CO2, NH3...).

Cho đến nay, chưa có một báo cáo nào đánh giá chi tiết và đầy đủ về ô nhiễm

môi trường do ngành chăn nuôi gây ra. Theo báo cáo môi trường quốc gia năm 2014

trong tổng số 23.500 trang trại chăn nuôi, mới chỉ có khoảng 1.700 cơ sở có hệ thống

xử lý chất thải. Mặt khác, các trang trại chăn nuôi đa phần nằm xen kẽ trong các khu

dân cư, có quỹ đất nhỏ, hẹp, không đủ diện tích để xây dựng các hệ thống xử lý chất

thải đảm bảo xử lý đạt tiêu chuẩn cho phép. Theo ước tính, có khoảng 40 - 50% lượng

chất thải chăn nuôi được xử lý, số còn lại thải trực tiếp thẳng ra ao, hồ, kênh, rạch [1].

Để giải quyết vấn đề trên có rất nhiều công nghệ xử lý chất thải chăn nuôi như

xử lý bằng phương pháp vật lý để tách chất thải rắn – lỏng, xử lý bằng phương pháp

sinh học kỵ khí, xử lý bằng phương pháp sinh học hiếu khí,... các công nghệ này có thể

dùng riêng biệt hoặc kết hợp với nhau để cải thiện hiệu quả xử lý cũng như hiệu quả

kinh tế của quá trình xử lý. Hiện nay, công nghệ biogas đã được sử dụng khá rộng rãi.

Theo kết quả điều tra của Bộ NN&PTNT năm 2013 tại 54 tỉnh thành trên cả nước,

hiện có 3.950 trang trại trên tổng số 12.427 trang trại được điều tra có xây dựng hầm

biogas, chiếm 31,79%, trong đó có 196 trang trại xây dựng công trình có thể tích trên

300 m3, còn đa phần các hầm biogas được xây dựng với quy mô nhỏ [1]. Những hầm

biogas này đã bước đầu phát huy được tác dụng trong việc bảo vệ môi trường, tạo khí

đốt phục vụ đời sống. Tuy nhiên, công nghệ biogas cũng đã bộc lộ những nhược điểm,

nước thải sau khi xử lý không đạt tiêu chuẩn; Hầm biogas chủ yếu chỉ xử lý chất hữu

cơ, chưa xử lý được nitơ và photpho, là yếu tố gây hiện tượng phú dưỡng; Vi khuẩn

gây bệnh chưa được khống chế hiệu quả gây nguy cơ cao về bệnh truyền nhiễm, đặc

biệt là đối với chăn nuôi lợn. Vì vậy, nước thải chăn nuôi lợn sau xử lý biogas cần phải

được xử lý tiếp trước khi thải ra môi trường.

Để xử lý bổ sung chất hữu cơ, nitơ và phôtpho trước khi thải vào nguồn tiếp

nhận, công nghệ sinh thái (CNST) sử dụng thực vật thuỷ sinh (TVTS) được cho là có

nhiều ưu điểm so với hệ thống xử lý nước thải thông thường. CNST, thân thiện với

môi trường, chi phí thấp, dễ vận hành, đồng thời cũng đạt hiệu quả xử lý cao và ổn

2

định. Nhiều nước trên thế giới đã nghiên cứu sử dụng phương pháp này như tại Mỹ,

Anh, Trung Quốc, Ấn Độ… Việt Nam được đánh giá là quốc gia rất thích hợp áp dụng

CNST vì điều kiện khí hậu của nước ta rất thích hợp cho sự phát triển quanh năm của

các loài TVTS sử dụng trong CNST. Vì vậy đề tài: “Nghiên cứu ứng dụng thực vật

thủy sinh trong xử lý nước thải chăn nuôi lợn” được thực hiện nhằm góp phần tìm

kiếm phương pháp xử lý nước thải chăn nuôi hiệu quả, phù hợp với điều kiện của Việt

Nam và giảm thiểu ô nhiễm môi trường xung quanh một cách hiệu quả. Đây là con

đường đi khả thi trong phát triển chăn nuôi bền vững gắn với bảo vệ môi trường và

nâng cao chất lượng sống của người dân.

2. Mục tiêu nghiên cứu

Xây dựng được CNST sử dụng TVTS để xử lý nước thải chăn nuôi lợn sau

công đoạn xử lý vi sinh, nhằm giảm thiểu ô nhiễm môi trường. Công nghệ có tính khả

thi khi ứng dụng vào thực tiễn.

3. Nội dung nghiên cứu

Để thực hiện được những mục tiêu đã đề ra, nội dung nghiên cứu của luận án

bao gồm:

Nội dung 1: Tổng quan về hiện trạng ô nhiễm nước thải chăn nuôi lợn, công nghệ xử

lý nước thải chăn nuôi lợn và CNST sử dụng TVTS trong xử lý nước thải nói chung,

bao gồm nước thải chăn nuôi lợn.

Nội dung 2: Đánh giá khả năng chống chịu (COD, NH4+, NO3

-, pH) và xử lý COD,

nitơ, photpho trong nước thải chăn nuôi lợn sau giai đoạn xử lý vi sinh vật qui mô

phòng thí nghiệm của một số TVTS tuyển chọn.

Nội dung 3: Đánh giá hiệu quả xử lý nước thải chăn nuôi lợn sau giai đoạn xử lý vi

sinh vật của các loại hình công nghệ sử dụng TVTS với tải lượng nước thải khác nhau.

Nội dung 4: Xây dựng và đánh giá hiệu quả xử lý của mô hình sinh thái (MHST) sử

dụng TVTS để giảm thiểu nitơ (N), photpho (P) và chất hữu cơ từ nước thải chăn nuôi

lợn trang trại sau công đoạn xử lý vi sinh vật quy mô pilot.

4. Ý nghĩa khoa học của đề tài:

Việc ứng dụng TVTS trong xử lý nước thải chăn nuôi lợn được nghiên cứu một

cách cơ bản, khoa học, tổng thể từ qui mô phòng thí nghiệm đến qui mô pilot và xây

dưng mô hình xử lý tại hiện trường trang trại. Nghiên cứu này vừa tạo cơ sở khoa học

tin cậy vừa chứng minh tính khả thi của công nghệ.

+ Lần đầu tiên tại Việt Nam, các loài thực vật thủy sinh lựa chọn để ứng dụng

trong công nghệ sinh thái xử lý nước thải chăn nuôi lợn sau giai đoạn xử lý vi sinh vật

3

được đánh giá về khả năng chống chịu COD, amôni, nitrat và khả năng loại bỏ các

nhân tố này.

+ Công nghệ sinh thái ứng dụng TVTS do đề tài xây dựng là công đoạn cuối,

không thể thay thế, xử lý hiệu quả N và P,trong quy trình công nghệ xử lý nước thải

chăn nuôi lợn.

+ Công trình là cơ sở khoa học quan trọng góp phần triển khai hiệu quả việc

ứng dụng CNST xử lý nước thải chăn nuôi ở quy mô sản xuất.

5. Điểm mới của luận án

+ Lựa chọn được các loài TVTS thích hợp cho xử lý nước thải chăn nuôi lợn

sau công nghệ vi sinh vật trên cơ sở loại bỏ COD, N, P hiệu quả cao.

+ Lựa chọn được loại hình CNST sử dụng TVTS phù hợp ứng dụng trong xử lý

nước thải chăn nuôi lợn.

+ Tích hợp CNST đã lựa chọn vào hệ thống xử lý quy mô 30 m 3/ngày đêm, xử

lý bổ sung COD, N và P trong nước thải chăn nuôi lợn có hiệu quả với chí phí thấp,

vận hành đơn giản, có khả năng nhân rộng và thích ứng trong điều kiện chăn nuôi

trang trại tại Việt Nam.

6. Kết cấu của luận án

Luận án được bố cục thành 3 chương và các phần mở đầu; kết luận, kiến nghị

và tài liệu tham khảo.

Chương 1: Tổng quan về vấn đề nghiên cứu;

Chương 2: Đối tượng, phạm vi và phương pháp nghiên cứu;

Chương 3: Kết quả nghiên cứu và thảo luận.

Luận án được trình bày trong 130 trang A4, 25 bảng biểu, 54 hình vẽ, danh mục

6 công trình khoa học của tác giả đã được công bố, 166 tài liệu tham khảo tiếng Việt

và tiếng Anh.

4

CHƯƠNG 1: TỔNG QUAN TÀI LIỆU

1.1. Tổng quan về nước thải chăn nuôi lợn

1.1.1. Vài nét về tình hình chăn nuôi lợn trang trại

Chăn nuôi trang trại là định hướng phát triển của ngành chăn nuôi. Nếu vào

năm 2011, số đầu lợn tại các trang trại ước tính chiếm 15 - 16% tổng đàn và sản lượng

thịt lợn xuất chuồng chiếm 28 - 30% tổng sản lượng thịt lợn hơi xuất chuồng trong cả

nước thì đến 2014, đàn lợn trong các trang trại chăn nuôi chiếm khoảng 35% tổng đàn,

40 - 45% về tổng sản lượng thịt lợn xuất chuồng [2 - 4]. Điều này cho thấy định hướng

phát triển chăn nuôi trang trại đang diễn ra trong thực tiễn nước ta.

Theo thống kê năm 2014, cả nước có 26,7 triệu con lợn. Về số trang trại chăn

nuôi nói chung cả nước có 10.044 trang trại. Theo vùng sinh thái, vùng Đồng bằng

sông Hồng có số trang trại nhiều nhất, chiếm tới 34,8%. Trong vùng này, Hà Nội đứng

đầu với 979 trang trại.

Bảng 1.1. Phân bố số lợn và trang trại chăn nuôi theo vùng sinh thái

TT Vùng

Năm 2014 Năm 2016

Số lợn Tỷ lệ %

Số trang

trại nói

chung

Số lợn Tỷ lệ %

1 Cả nước 26.761.577 100 10.044 29.075.315 100

2 Đồng bằng

Sông Hồng 6.824.759 25,5 3.444 7.414.398 25,5

Hà Nội 1.420.469 979 1.589.941

Vĩnh Phúc 509.520 297 574.324

Hưng Yên 589.191 565 625.425

Thái Bình 1.030.022 265 1.048.093

3 Miền núi và

trung du 6.626.398 24,8 1.299 7.175.528 24,7

Hòa Bình 393.899 51 381.900

4

Bắc Trung Bộ

& Duyên Hải

Miền Trung

5.207.484 19,5 1.108 5.420.643 18,6

5 Tây Nguyên 1.742.343 6,5 616 1.903.281 6,5

6 Đông Nam Bộ 2.890.167 10,8 2.522 3.358.493 11,6

7

Đồng Bằng

sông Cửu

Long

3.470.425 12,9 908 3.802.971 13,1

Nguồn: Thống kê chăn nuôi Việt Nam [3, 5]

5

Theo thống kê năm 2016, cả nước có 29 triệu lợn, trong đó vùng đồng bằng

sông Hồng có số lượng lợn lớn nhất là 7,4 triệu lợn (26%), tiếp đến là miền núi và

trung du 7,2 triệu lợn (25%), thấp nhất là Tây Nguyên có 1,9 triệu lợn (7%). Trong 29

triệu con lợn, tăng 4,5%, trong đó lợn thịt có 24,7 triệu con, tăng 4,6% so với cùng kỳ

2015 [5]. Như vậy, theo thời gian, mỗi năm đàn lợn lại tăng lên (bảng 1.2). Tuy nhiên,

cùng với sự gia tăng đàn vật nuôi thì tình trạng ô nhiễm môi trường do chất thải chăn

nuôi cũng đang gia tăng.

Bảng 1.2. Số lượng lợn cả nước (tính đến tháng 10/2016)

Đ.vị

tính 1/10/2014 1/10/2015 1/04/2016 1/10/2016

Tăng,

giảm

2016-2015

So sánh

(%) 2016/

2015

Tổng số Lợn Con 26.761.577 27.751.010 28.312.083 29.075.315 1.324.304 105

Trong đó: Nái Con 3.913.922 4.058.446 4.297.222 4.235.439 176.992 104

Lợn thịt Con 22.779.643 23.622.978 23.947.247 24.765.234 1.142.256 105

Lợn đực giống Con 68.013 69.586 67.614 74.642 5.056 107

Số con lợn thịt

xuất chuồng Con 47.202.407 50.960.488 27.853.436 51.115.510 155.022 100

Sản lượng thịt

xuất chuồng Tấn 3.351.075 3.491.634 2.150.515 3.664.556,9 172.922 105

Số con lợn sữa

xuất chuồng Con 3.232.410 3.070.527 2.831.933,2 -238.593 92

SL lợn sữa xuất

chuồng Tấn 25.713 27.842 24.224,5 -3.618 87

Nguồn: Thống kê chăn nuôi Việt Nam 01/10/2016, Chăn nuôi Việt Nam [5]

1.1.2. Ô nhiễm môi trường do chăn nuôi lợn gây ra tại Việt Nam

Theo khảo sát của nhóm nghiên cứu đề tài KC.08.04 của TS. Trần Văn Tựa

(2015), trong tổng số 20 trang trại chăn nuôi lợn đã được khảo sát tại 05 địa phương là

Hà Nội (HN), Vĩnh Phúc (VP), Hưng Yên (HY), Thái Bình (TB) và Hòa Bình (HB).

Các thông số khảo sát gồm:

- Diện tích trang trại, số chuồng, diện tích mỗi chuồng

- Số lượng vật nuôi

- Nguồn nước, lượng sử dụng (m3/ngày)

- Lượng thức ăn tiêu thụ (kg/ngày)

- Nước thải

- Biện pháp thu gom, xử lý chất thải

Về lượng nước tiêu thụ, kết quả khảo sát tại một số trang trại chăn nuôi lợn với

số lượng từ 1000 con trở lên (bao gồm lợn thịt, nái và hậu bị) cho thấy lượng nước tiêu

thụ có sự biến động lớn, dao động từ 15 đến 60 lít/đầu lợn/ngày đêm (bảng 1.3).

6

Lượng phân thải ra trong một ngày đêm tùy thuộc vào giống, loài, tuổi và khẩu phần

ăn. Lượng phân lợn thải ra mỗi ngày có thể ước tính 6 - 8% khối lượng của vật nuôi.

Bảng 1.3. Số đầu lợn và lượng nước tiêu thu tại một số trang trại điển hình

TT Trang trại Số đầu lợn nuôi Lượng nước tiêu thụ

(m3/ng.đêm)

1 VP1. 1000 70-80

2 VP3 1800 120

3 VP5 1600 100

4 VP8 1300 100

5 TB1 1320 90

6 TB2 6600 100

7 TB3 3320 100

8 TB4 1700 80

9 TB5 2750 60

10 TB6 4000 250

11 HY1 1040 40

12 HY2 1320 20-30

13 HY3 1380 60

14 HN1 590 20-30

15 HN2 690 40

16 HB1 1400 40

Ghi chú: VP: Vĩnh Phúc, TB: Thái Bình, HY: Hưng Yên, HN: Hà Nội và HB: Hòa Bình

Nguồn: Báo cáo tổng kết đề tài KC08.04/11-15 [6]

Khảo sát của tổ chức JICA và Viện CNMT trước đây tại 5 trang trại chăn nuôi

lợn điển hình cho thấy lượng nước tiêu thụ từ 10 - 40 lít/đầu lợn/ng.đêm, trong khi đó,

tại Nhật Bản con số này là 20 - 30 lit. Với 4293 trang trại chiếm 35% số đầu lợn trong

cả nước (9,345 triệu lợn), nếu trung bình lượng nước thải là 25 - 30 lít/con, lượng nước

thải ra một năm là con số đáng kể [7].

Về thành phần và mức độ ô nhiễm của nước thải chăn nuôi lợn trang trại, kết

quả khảo sát được tổng hợp ở bảng 1.4. Trước biogas, lượng COD, TN, TP trong nước

thải rất cao với các số liệu tương ứng là 3587 mg/L, 343 mg/L và 92 mg/L. Sau khi

được xử lý kỵ khí bằng hầm biogas các thông số trên giảm còn tương ứng 800 mg/L;

307mg/L và 62mg/L. Lượng ôxy hòa tan trong nước thải trước biogas hầu như không

còn sau xử lý biogas cũng không đáng kể.

Một trong các yếu tố gây ô nhiễm nghiêm trọng nước thải chăn nuôi lợn là

lượng coliform. Kết quả khảo sát của đề tài cho thấy rằng lượng coliform trong nước

thải vượt tiêu chuẩn cho phép nhiều lần. Điều này không chỉ đối với nước thải từ

chuồng trại mà cả nước sau biogas. Trong nước thải trước khi vào hầm biogas, lượng

7

coliform là 372.104MPN/100 ml, còn nước sau xử lý bằng biogas chứa 226.104

MPN/100 ml.

Bảng 1.4. Thành phần và mức độ ô nhiễm nước thải chăn nuôi lợn trang trại.

Thông số

Trước biogas Sau biogas

QCVN

62-MT:2016/

BTNMT

Trung

bình Min-Max

Trung

bình Min-Max Cột A Cột B

pH 7,56 7,30-7,87 7,76 7,19-7,90 6,0 – 9,0 5,5 – 9,0

T0 (0C) 30,35 29-32 30,35 28,2-32,6 - -

DO (mg/L) 0,00 0-0 0,08 0-0,60 - -

COD (mg/L) 3587 860-4590 800 391-1792 100 300

TN (mg/L) 343 167-907 307 115-531 50 150

N-NH+4

(mg/L) 315 130- 870 289 110-506 - -

TP (mg/L) 92,2 250-295 62,1 19-127

SS (mg/L) 2248 520-9520 1431 360-3280 50 150

Total

Coliform

(MPN/100ml)

372.104 226.104 3000 5000

E.coli

(MPN/100ml) 169.104 135.104 - -

Nguồn: Báo cáo tổng kết đề tài KC08.04/11-15 [6]

Qua bảng 1.4 có thể nhận thấy rằng nước thải sau quá trình xử lý bằng hầm

biogas chứa hàm lượng cao các chất gây ô nhiễm môi trường. Hàm lượng COD, tổng

N, tổng P, coliform,... vượt rất nhiều lần quy định theo loại B (QCVN40: 2011-

BTNMT). Vì vậy, nếu thải ra môi trường sẽ gây ô nhiễm môi trường nghiêm trọng,

ảnh hưởng đến sức khỏe con người và đời sống của sinh vật thủy sinh.

Nồng độ các chất ô nhiễm trong nước thải phụ thuộc vào thành phần của phân,

nước tiểu gia súc, lượng thức ăn rơi vãi, mức độ và phương thức thu gom phân như số

lần thu gom, phương pháp vệ sinh chuồng trại (có hót phân hay không hót phân, trước

khi rửa chuồng trại), lượng nước dùng tắm gia súc và vệ sinh chuồng trại [8, 9].

Phùng Đức Tiến và cs (2009) [10], Trịnh Quang Tuyên và cs (2010) [11] đánh

giá thực trạng ô nhiễm môi trường trong chăn nuôi nói chung cũng chỉ ra: Tình hình

xử lý chất thải còn chưa được quan tâm đúng mức. Tỷ lệ cơ sở chăn nuôi có khu xử lý

chất thải rất thấp. Phương thức xử lý còn rất thô sơ chủ yếu là ủ phân tươi và phân nhỏ

xử lý bằng biogas. Còn lại một tỷ lệ lớn chất thải đổ trực tiếp ra môi trường. Môi

trường chăn nuôi bị ô nhiễm nặng. Nước thải chăn nuôi không được xử lý gây ô nhiễm

nặng nề môi trường xung quanh, đặc biệt là các chỉ tiêu vi sinh vật. Đây là một nguồn

8

lây lan dịch bệnh. Hàm lượng Coliform cao hơn mức cho phép là 78,1 - 630,4 lần.

Mức độ ô nhiễm có xu hướng tăng theo quy mô chăn nuôi. Chăn nuôi trang trại với

mức tập trung cao, không có biện pháp xử lý chất thải có mức độ ô nhiễm cao hơn.

Trong ba đối tượng vật nuôi (lợn, bò và gia cầm), chăn nuôi lợn có mức độ ô nhiễm

cao nhất.

Trịnh Quang Tuyên (2010) [11] tiến hành khảo sát hiện trạng ô nhiễm nước thải

trong chăn nuôi lợn tập trung cho thấy COD trong nước thải trước biogas so với chỉ

tiêu nước thải cho phép loại B (QCVN 40:2011) đều vượt quá giới hạn 11,7 đến 15,6

lần. Nước thải sau biogas vẫn vượt 2,5 lần đến 3,3 lần, nước thải ra ngoài môi trường

còn vượt tiêu chuẩn 1,6 đến 2,0 lần. Chỉ tiêu BOD5 của nước thải trước biogas so với

chỉ tiêu nước thải cho phép loại B đều vượt quá giới hạn cho phép với vượt từ 6,9 đến

12,4 lần, sau biogas và sau ao chứa nước thải vượt 2,8 lần đến 3,5 lần, nước thải ra

ngoài đều vượt chuẩn cho phép từ 1,3 đến 2,2 lần. Các chỉ tiêu NO3-, tổng P, coliform

của nước thải tại các tỉnh điều tra đều vượt mức cho phép nhiều lần.

Vũ Thị Khánh Vân và cs (2013) [12], điều tra về thực trạng ô nhiễm nước thải

chăn nuôi được tiến hành trên 102 trang trại chăn nuôi lợn công nghiệp có quy mô từ

100 lợn thịt trở lên hoặc trên 20 lợn nái quy đổi tại 3 tỉnh/ thành phố trên cả nước bao

gồm Thái Bình (41 trang trại), Đà Nẵng (30 trang trại) và Đồng Nai (31 trang trại). Kết

quả nghiên cứu cho thấy, khoảng 30% số trang trại áp dụng hình thức thu gom chất

thải rắn và lỏng tách riêng và khoảng 60% số trang trại thu gom chất thải theo hướng

hỗn hợp. Trong đó, tỷ lệ trang trại xử lý chất thải bằng biogas là 53% ở miền Nam,

60% ở miền Bắc và 42% ở miền Trung. Tuy nhiên, trong các trang trại có xử lý

biogas, có đến 57%, 71% và 87% trang trại lần lượt ở 3 miền Bắc, Trung, Nam xả thải

biogas thừa trực tiếp ra môi trường. Hàm lượng Coliform tổng số của nước thải sau

biogas, nước rửa chuồng và nước ở hố tắm cho lợn đều vượt quá tiêu chuẩn cho phép

(theo QCVN 40:2011-BTNMT) 4 - 2.200 lần. Hàm lượng BOD5 và COD trong nước

thải sau biogas của các trang trại chăn nuôi ở miền Bắc vượt cao hơn 10 và 20 lần so

với ngưỡng cho phép.

Kết quả điều tra hiện trạng một số cơ sở chăn nuôi thuộc các tỉnh Hưng Yên,

Thái Bình, Vĩnh Phúc, Hòa Bình và Hà Nội trong khuôn khổ đề tài KC08.04/11-15 do

nhóm nghiên cứu thực hiện cũng cho thấy: Tại hầu hết các trang trại khảo sát, lượng

COD, TN và TP của nước thải sau khi xử lý bằng hầm biogas đều còn rất cao, dao

động từ 714 đến 4590 mg/L với COD, từ 531 - 1131 mg/L với TN và 127 - 146 mg/L

với TP. Mặc dù một số trang trại đã có hệ thống xử lý cấp 2 (xử lý hiếu khí hoặc ao

sinh học) nhưng lượng COD, TN và TP sau khi thải ra môi trường vẫn vượt tiêu chuẩn

thải loại B (QCVN40: 2011- BTNMT) nhiều lần (COD 117 - 1030 mg/L; TN: 2,5 -

270 mg/L). Đáng chú ý là lượng NH4+ sau xử lý bằng biogas còn tương đối lớn, trung

bình dao động trong khoảng 500 - 1000 mg/L. Đây là một trong những nhân tố chính

gây phú dưỡng cho môi trường tiếp nhận nếu không được xử lý tốt [6].

9

Như vậy, chăn nuôi lợn trang trại đang phát triển mạnh và cũng là định hướng

cho lĩnh vực này trong tương lai. Cùng với hiệu quả kinh tế mang lại, vấn đề ô nhiễm

môi trường nói chung và ô nhiễm nước thải từ chăn nuôi lợn trang trại là một thực tế

gây bức xúc trong xã hội.

1.1.3. Hiện trạng công nghệ xử lý nước thải chăn nuôi lợn

Theo kết quả khảo sát thì hiện có 4 loại hình công nghệ điển hình được các

trang trại áp dụng để xử lý nước thải chăn nuôi:

1 - Nước thải chăn nuôi (có thể lẫn phân hoặc đã được tách phân) được xử lý

bằng hồ kị khí có phủ bạt sau đó qua ao sinh thái rồi thải ra môi trường, có khoảng

8,3% trang trại sử dụng biện pháp này.

2 - Nước thải chăn nuôi được xử lý qua hầm biogas, sau đó được thải ra kênh

mương, chiếm 50% số trang trại khảo sát.

3 - Nước thải chăn nuôi (có thể lẫn phân hoặc đã được tách phân) được xử lý

bằng hầm biogas, sau đó được xử lý tiếp bằng ao/ hồ sinh học, chiếm 25% số trang trại

khảo sát.

4 - Nước thải chăn nuôi được xử lý bằng ổn định kỵ khí, sau đó bằng phương

pháp lọc sinh học kị khí hoặc aeroten, cuối cùng qua hồ thực vật thủy sinh rồi thải ra

ngoài, chiếm 8,3% số trang trại khảo sát.

Còn lại 8,4% trang trại không xử lý gì mà thải trực tiếp ra kênh mương hoạc ao

cá làm ô nhiễm môi trường xung quanh một cách nghiêm trọng.

Qua khảo sát điều tra cùng với kết quả khảo sát của tổ chức JICA kết hợp với

Viện Công nghệ môi trường trong khuôn khổ Dự án tăng cường năng lực Viện Khoa

học và Công nghệ Việt Nam trong lĩnh vực bảo vệ môi trường nước - Giai đoạn II giữa

Viện Khoa học và Công nghệ Việt Nam và tổ chức JICA, Nhật Bản, về công nghệ xử

lý nước thải chăn nuôi [13], có thể đưa ra các qui trình công nghệ xử lý nước thải đang

áp dụng phổ biến tại các trang trại chăn nuôi lợn của ta như hình 1.1.

Đối với nước thải chăn nuôi lợn, đặc tính nước thải thay đổi rất lớn do phương

pháp chăn nuôi, quản lý chuồng trại (như việc có tách lỏng rắn hay không), điều kiện

của từng địa phương. Những điều này ảnh hưởng lớn đến quy mô xử lý, duy trì hệ

thống xử lý khó khăn và tốn kém về kinh tế.

Mặc dù hầu hết các trang trại mà chúng tôi khảo sát đều đã có áp dụng một

hoặc một vài phương pháp kết hợp để xử lý nước thải nhưng chất lượng nước thải đầu

ra chưa đạt tiêu chuẩn xả thải, kể cả một vài trang trại áp dụng cả biện pháp hiếu khí

vào trong quy trình. Mặt khác, nguồn năng lượng là khí sinh học thu được từ hầm

biogas hầu như chưa được sử dụng triệt để, có trang trại thải thẳng khí ra môi trường,

10

có trang trại sử dụng vào mục đích đun nấu và thắp sáng, còn lại hầu như chưa sử dụng

để chạy máy phát điện.

Hình 1.1. Sơ đồ các qui trình công nghệ xử lý nước thải đang áp dụng tại các trang

trại chăn nuôi lợn [6]

Hiện nay có thể nói ở nước ta chưa có quy trình hoàn thiện nào được công bố

và ứng dụng thực tế để xử lý nước thải chăn nuôi đạt tiêu chuẩn thải. Báo cáo năm

2006 của nhóm tác giả Ngô Kế Sương và cs về “Mô hình xử lý nước thải chăn nuôi

heo tại xí nghiệp chăn nuôi Gò Sao” được coi là đầy đủ và đại diện cho các nghiên cứu

xử lý nước thải chăn nuôi ở Việt Nam. Tuy nhiên đây chỉ là mô hình thử nghiệm có

công suất xử lý 30 m3/ngày trong số nước thải 935 m3/ngày của Xí nghiệp 12.000 đầu

lợn các loại với diện tích ao thực vật thủy sinh 720 m2. Nếu tính cho cả xí nghiệp sẽ

cần gần 2,5 ha, điều này sẽ khó khả thi nếu không tính tới phương án sử dụng mặt

nước hiệu quả hơn và sinh khối bèo dư [14].

Xử lý nước thải chăn nuôi lợn trang trại chủ yếu mới là xử lý bằng hầm biogas

và hồ sinh học. Hầm biogas chỉ xử lý được chất hữu cơ còn hồ sinh học có thể xử lý N

và P nhưng thời gian lưu lâu. Các phương pháp xử lý khác như phương pháp kỵ khí

UASB, kỵ khí tiếp xúc, lọc sinh học, xử lý hiếu khí Aeroten,... đã được một số tác giả

quan tâm nghiên cứu và tỏ ra có hiệu quả nhưng hầu hết mới chỉ dừng lại ở thực

nghiệm, đề xuất về lý thuyết hoặc ứng dụng nếu có chỉ ở quy mô nhỏ lẻ. Đặc biệt, việc

xử lý chất ô nhiễm N và P hầu như chưa được quan tâm, trong khi đây là yếu tố gây

phú dưỡng môi trường nước các thuỷ vực tiếp nhận dẫn đến “nở hoa nước” do vi tảo

8,4%

8,3%

50%

25%

8,3%

11

bao gồm vi khuẩn lam (VKL) độc phát triển mạnh, làm mất cân bằng sinh thái và suy

giảm chất lượng nước, ảnh hưởng xấu đến môi trường sống và sức khỏe cộng đồng

[15]. Chất thải rắn, bùn thải trong chăn nuôi chưa được xử lý triệt để, chưa tạo ra được

sản phẩm hữu ích cho thị trường.

Trong những năm gần đây, việc phát triển hệ thống nông nghiệp bền vững

đang được chú trọng trong đó chăn nuôi là một bộ phận cấu thành quan trọng của hệ

thống. Tuy nhiên, sự phát triển của ngành chăn nuôi đang phải đương đầu với những

khó khăn cả về kỹ thuật và những yếu tố kinh tế và xã hội. Việc chăn nuôi phát triển

theo quy mô trang trại tập trung nảy sinh vấn đề ô nhiễm môi trường, nhất là ô nhiễm

nước thải gây bức xúc cho cộng đồng dân cư và thu hút sự quan tâm sâu sắc của xã

hội.

1.2. Tổng quan về các phương pháp xử lý nước thải chăn nuôi lợn

Việc xử lý nước thải chăn nuôi lợn nhằm giảm nồng độ các chất ô nhiễm trong

nước thải đến một nồng độ cho phép có thể xả vào nguồn tiếp nhận. Đối với nước thải

chăn nuôi, có thể áp dụng các phương pháp xử lý sau:

- Phương pháp cơ học

- Phương pháp hóa lý

- Phương pháp sinh học

* Phương pháp xử lý cơ học

Mục đích là tách chất rắn, cặn, phân ra khỏi hỗn hợp nước thải bằng cách thu

gom, phân riêng. Có thể dùng song chắn rác, bể lắng sơ bộ để loại bỏ cặn thô, dễ

lắng tạo điều kiện thuận lợi và giảm khối tích các công trình xử lý tiếp theo. Ngoài

ra, có thể dùng phương pháp ly tâm hoặc lọc, hàm lượng cặn lơ lửng trong nước thải

chăn nuôi khá lớn khoảng vài ngàn mg/L và dễ lắng nên có thể lắng sơ bộ trước rồi

sau đó đưa sang các công trình phía sau. Sau khi tách nước thải được đưa ra các công

trình phía sau còn phần chất rắn được đem đi ủ làm phân bón.

* Phương pháp hóa lý: Nước thải chăn nuôi còn chứa nhiều chất hữu cơ, chất vô cơ

dạng hạt có kích thước nhỏ, khó lắng, khó có thể tách ra bằng phương pháp cơ học

thông thường vì tốn nhiều thời gian và hiệu quả không cao. Ta có thể áp dụng phương

pháp keo tụ để loại bỏ chúng. Các chất keo tụ thường sử dụng là phèn nhôm,

phèn sắt, phèn bùn kết hợp với polyme trợ keo tụ để tăng quá trình keo tụ. Theo

nghiên cứu của Trương Thanh Cảnh (2006) [8] tại trại chăn nuôi heo 2/9, phương pháp

keo tụ có thể tách được 80 - 90% hàm lượng chất lơ lửng có trong nước thải chăn nuôi

heo. Phương pháp này loại bỏ được hầu hết các chất bẩn có trong nước thải chăn nuôi,

tuy nhiên chi phí xử lý cao. Áp dụng phương pháp này để xử lý nước thải chăn nuôi là

không hiệu quả về mặt kinh tế. Ngoài ra tuyển nổi cũng là một phương pháp để tách

các hạt có khả năng lắng kém nhưng có thể kết dính vào các bọt khí nổi lên, tuy nhiên

12

chi phí đầu tư, vận hành cho phương pháp này cao cũng không hiệu quả về mặt kinh

tế.

* Phương pháp xử lý sinh học: Phương pháp này dựa trên sự hoạt động của các vi sinh

vật có khả năng phân hủy các chất hữu cơ. Các vi sinh vật sử dụng các chất hữu cơ và

các chất khoáng làm nguồn dinh dưỡng và tạo năng lượng. Tùy theo từng nhóm vi

khuẩn sử dụng là hiếu khí hay kỵ khí mà người ta thiết kế các công trình khác nhau và

phụ thuộc vào khả năng tài chính, diện tích đất mà người ta có thể sử dụng hồ sinh học

hay các bể nhân tạo để xử lý. Các hệ thống xử lý nhân tạo bằng phương pháp sinh học:

- Xử lý theo phương pháp hiếu khí:

+ Bể aeroten thông thường

+ Bể aeroten xáo trộn hoàn toàn

+ Bể aeroten mở rộng

+ Mương oxy hóa

+ Bể hoạt động gián đoạn (SBR)

+ Tháp lọc sinh học

+ Tháp lọc sinh học nhỏ giọt

+ Bể lọc sinh học tiếp xúc quay (RBC)

- Xử lý theo phương pháp kỵ khí:

+ Bể xử lý bằng lớp bùn kỵ khí với dòng nước từ dưới lên (UASB)

+ Bể phản ứng yếm khí tiếp xúc

+ Xử lý bằng công nghệ hầm biogas

+ Bể lọc kỵ khí

+ Bể phản ứng có dòng nước đi qua lớp cặn lơ lửng và lọc tiếp qua lớp vật

liệu lọc cố định.

* Các hệ thống xử lý tự nhiên bằng phương pháp sinh học (hồ sinh học):

+ Hồ hiếu khí

+ Hồ làm thoáng tự nhiên

+ Hồ hiếu khí làm thoáng nhân tạo: Hồ tùy nghi, hồ kỵ khí, hồ xử lý bổ sung

+ Cánh đồng tưới

+ Vùng đất ngập nước (bãi lọc trồng cây)

Theo Hoàng Kim Giao “Có 3 nhóm biện pháp cơ bản hạn chế ô nhiễm do chăn

nuôi. Thứ nhất cần quy hoạch lại, đưa chăn nuôi ra xa đô thị, khu dân cư, khu công

nghiệp và nhất thiết phải thực hiện quy định chăn nuôi an toàn gắn với bảo vệ môi

trường. Thứ hai sử dụng kỹ thuật cho vào thức ăn và chất thải chăn nuôi các enzym,

các chế phẩm sinh học nhằm hạn chế khí độc hại và vi sinh vật có hại. Thứ 3 ứng dụng

tiến bộ kỹ thuật thân thiện với môi trường. Tùy điều kiện cụ thể từng nơi để lựa chọn

một trong 3 quy trình xử lý chất thải như: Bể lắng - hầm biogas - ao sinh học, hầm

biogas - ao sinh học và hầm biogas - thùng sục khí - ao sinh học, trong đó trọng tâm

là chăn nuôi theo mô hình VAC và sử dụng hầm biogas” [16].

13

* Ngoài ra còn một số các giải pháp khác như: Ủ chất thải rắn bằng phương

pháp sinh học che phủ kín. Gần đây việc chăn nuôi trên đệm lót sinh thái được khuyến

khích.

1.3. Công nghệ sinh thái trong xử lý nước thải chăn nuôi

1.3.1. Khái niệm công nghệ sinh thái

Kỹ nghệ sinh thái nổi lên như là ý tưởng mới vào đầu những năm 1960 nhưng

định nghĩa của nó cần vài thập kỉ để hoàn chỉnh, việc thực hiện còn đang được điều

chỉnh và việc công nhận nó như một mô hình còn tương đối mới. Kỹ nghệ sinh thái

được H. Odum và cs, 1963, giới thiệu khi sử dụng các nguồn năng lượng tự nhiên như

là đầu vào chủ yếu để kiểm soát các hệ sinh thái [17]. Mitsch và Jorgensen 1989 [18],

lần đầu tiên định nghĩa: “Kỹ nghệ sinh thái (Ecological engineering) là sự kết hợp giữa

sinh thái học và kỹ nghệ liên quan với thiết kế, kiểm tra và xây dựng hệ sinh thái. Việc

thiết kế hệ sinh thái bền vững nhằm kết hợp xã hội con người với môi trường tự nhiên

vì lợi ích của cả hai”.

Barrett (1999) đưa ra định nghĩa sát nghĩa hơn về thuật ngữ: thiết kế, xây dựng,

hoạt động và quản lý (đó là kỹ nghệ) các công trình về nước/cảnh quan và liên kết

quần xã động vật và thực vật (đó là hệ sinh thái) để làm lợi cho nhân loại và tự nhiên.

Các thuật ngữ khác với nghĩa tương tự hay tương đương bao gồm công nghệ sinh thái

(ecotechnology) và hai thuật ngữ thường hay dùng nhất trong kiểm soát sự xói mòn:

kỹ nghệ sinh học đất (soil bioengineering) và kỹ thuật sinh học. Tuy nhiên, kỹ nghệ

sinh thái không nên nhầm lẫn với công nghệ sinh học (biotechnology) khi mô tả kỹ

thuật gen (genetic engineering) ở mức độ tế bào hoặc kỹ nghệ sinh học

(bioengineering) với nghĩa xây dựng các phần của cơ thể nhân tạo [19].

CNST trong đề tài này là CNST sử dụng TVTS trong xử lý ô nhiễm nước và

cũng được hiểu là công nghệ đất ngập nước nhân tạo (Constructed wetlands), bãi lọc

trồng cây,… Trong xử lý nước thải giầu nitơ và photpho. CNST sử dụng TVTS có

nhiều ưu điểm, rất thân thiện môi trường, được quan tâm ở nhiều nước trên thế giới.

1.3.2. Các nhóm thực vật thủy sinh trong công nghệ sinh thái

TVTS trong công nghệ này có thể được phân ra các nhóm chính sau [20]:

- TVTS nửa ngập nước: Đây là thực vật chủ yếu trong vùng đất ngập nước có

thân và lá nhô lên khỏi mặt nước và hệ rễ phát triển rộng. Thực vật thích nghi về hình

thái với việc mọc ở nơi ngập nước do có các khoang khí lớn bên trong thân để vận

chuyển oxy đến rễ. TVTS này bao gồm các loài như Sậy (Phragmites spp.), Cỏ nến

hay Đuôi mèo (Typha spp.), Cói (Cyperus spp.), Bấc (Juncus spp.), Cỏ năn (Scirpus

spp.), Lác (Carex spp.), Lưỡi đồng (Iris spp.).

14

- TVTS có lá nổi: Các thực vật này không đứng cao trên mặt nước. Chúng bao

gồm cả các loài có rễ bám đáy như cây Súng (Nymphaea spp.) và các loài sống nổi

trên mặt nước như Bèo tây (Eichhornia crassipes), Bèo cái (Pistia stratiotes) và Bèo

tấm (Lemna spp. và Spirodella spp.).

- TVTS sống chìm dưới mặt nước: Các TVTS này có các mô quang hợp hoàn

toàn ngập trong nước nhưng hoa lại thường phơi ra trên mặt nước. Thuộc nhóm thực

vật này có Rong đuôi chó (Myriophyllum spp), Rong đuôi chồn (Ceratophyllum spp)

(là cỏ mọc lơ lửng trong nước, không có rễ bám đáy đất).

1.3.3. Vai trò của thực vật thuỷ sinh trong xử lý nước thải

Hiệu quả xử lý ô nhiễm của một số loài TVTS và tảo đã được kiểm chứng trong

các điều kiện thí nghiệm và cho thấy rằng chúng có tiềm năng trong xử lý nước thải

[21]. Người ta đã biết đến khả năng của TVTS trong việc vận chuyển oxy từ không khí

vào trong nước nhờ bộ rễ, cho phép hình thành nhóm sinh vật hiếu khí quanh bộ rễ

thực vật. Các vi sinh vật hiếu khí thích hợp cho việc phân giải sinh học các hợp chất

hữu cơ phức tạp thành các chất đơn giản. Sản phẩm của quá trình phân giải này sẽ

được thực vật sử dụng cho quá trình sinh trưởng, phát triển. Khả năng loại bỏ các chất

ô nhiễm vô cơ và hữu cơ trong nước đã được chứng minh là có sự cộng sinh giữa

TVTS và các vi sinh vật sống trong và xung quanh rễ của chúng. Thực vật và các vi

sinh vật có thể đạt được hiệu quả xử lý cao khi chúng phối hợp với nhau trong một hệ

sinh thái cân bằng. Thân và lá của thực vật nửa ngập nước và rễ của thực vật nổi làm

giảm tốc độ dòng chảy, gây ra sự thay đổi của quá trình lọc và lắng của các hạt (cặn,

vụn hữu cơ) và là nơi sống bám của nhiều loài tảo và vi sinh vật. Oxy chuyển từ phần

thân và lá khí sinh xuống bộ rễ và giải phóng ra vùng rễ, tạo điều kiện thuận lợi cho

quá trình nitrat và phản nitrat hoá. Bởi vậy, TVTS đóng vai trò chủ yếu trong việc

giảm nồng độ NH4+, NO2

- , NO3-, PO4

3- cũng như TSS và COD [21].

Các vi sinh vật phân huỷ các chất hữu cơ và sản phẩm cuối cùng của quá trình

này là CO2, H2O, axít hữu cơ, ... Các hợp chất này cung cấp cho các TVTS, trước hết là

tảo. Các loài TVTS như tảo, rong Đuôi chó, rong Xương cá, lau Lác, các loại bèo,…

có rễ, thân tạo điều kiện cho vi sinh vật bám vào mà không bị chìm xuống đáy. Chúng

cung cấp oxy cho vi khuẩn hiếu khí, ngoài ra còn cung cấp cho vi sinh vật những hoạt

chất sinh học cần thiết. Ngược lại, vi khuẩn cung cấp ngay tại chỗ cho thực vật những

sản phẩm trao đổi chất của mình, đồng thời thực vật giúp cho vi sinh vật khỏi bị chết

dưới ánh nắng mặt trời. Tảo là nguồn thức ăn cho cá và các loài thuỷ sản khác, khi

chết sẽ là chất dinh dưỡng cho vi sinh vật. Vai trò chính của tảo và TVTS là khử

nguồn amôn hoặc nitrat và nguồn phốt pho có ở trong nước.

15

Vai trò chủ yếu của TVTS có thể kể đến như sau [23]:

- Làm giá thể cho vi sinh vật sinh sống

- Tạo điều kiện cho quá trình nitrat hoá và phản nitrat hoá

- Vận chuyển ôxy

- Vận chuyển nước và chất ô nhiễm

- Sử dụng chất dinh dưỡng

- Lắng, lọc

- Nguồn che sáng

- Cung cấp lớp đất và trầm tích mới

- Ảnh hưởng về vật lý

1.3.4. Các loại hình công nghệ sử dụng thực vật thủy sinh trong xử lý nước thải

Công nghệ sử dụng thực vật trong xử lý ô nhiễm nước thải thực chất là hệ thống

đất ngập nước nhân tạo trồng cây thuỷ sinh. Hệ thống còn được gọi là bãi lọc trồng

cây. Hệ thống đất ngập nước nhân tạo (ĐNNNT) được sử dụng cho xử lý nhiều loại

nước thải (công nghiệp, sinh hoạt, nước thải thành phố, khai mỏ....) từ hàng thập kỷ

nay. Đây là loại hình công nghệ tương đối mới và được ứng dụng ngày càng phổ biến

ở nhiều nước trên thế giới. Hệ thống gồm một hoặc một số đơn vị xử lý (ao hay

mương nông) trong đó trồng các thực vật phát triển mạnh ở vùng đất ngập nước hay

đất ẩm ướt. Căn cứ vào chức năng xử lý, đặc điểm dòng nước chảy trong hệ thống mà

chia ra các loại hình khác nhau. Thông thường có ba loại hình chính (hình 1.2).

Tại các nước phát triển như Đức, Mỹ, Pháp, Nhật Bản, Hàn Quốc… các công

nghệ xử lý nước thải sử dụng TVTS đã được phát triển rất thành công. Bắt đầu từ

những năm 1980, rất nhiều cơ sở xử lí nước thải tại các bang nước Mỹ đã phát triển và

ứng dụng công nghệ xử lý ô nhiễm với việc sử dụng các loài thực vật nổi và hệ thống

hồ ổn định. Phương pháp xử lý ô nhiễm hữu cơ và vô cơ tại vùng rễ của một số TVTS

- còn gọi là “Phương pháp vùng rễ”, đã được các nhà khoa học Đức nghiên cứu và

triển khai có hiệu quả tại nhiều nơi [23].

Để xác định loài thực vật cho xử lý nước thải cần phải xem xét đến đặc điểm

sinh trưởng, khả năng chống chịu của thực vật, các nhân tố môi trường. Ngoài ra cũng

cần xem xét đến đặc điểm của nước thải, yêu cầu về chất lượng dòng thải, loại hệ thuỷ

sinh, cơ chế loại bỏ ô nhiễm, lựa chọn quy trình, thiết kế quy trình, độ tin cậy của quá

trình [20, 25 - 27].

16

Hình 1.2. Các loại hình công nghệ sinh thái sử dụng TVTS trong xử lý nước thải

1.3.4.1. Hệ thống dòng chảy trên bề mặt

Hệ thống dòng chảy trên bề mặt hay hệ thống bề mặt nước thoáng là các bể đất

nông trồng cây nửa nổi. Hệ thống này được xây dựng ở Mỹ để cải thiện chất lượng

nước từ đầu những năm 1970. Trong hệ thống, dòng nước chảy trên bề mặt đất từ

điểm vào đến điểm ra. Thiết kế hệ thống bắt chước chế độ thuỷ học (hydrologic) trong

đất ngập nước tự nhiên. Hoạt động của hệ thống xử lý nước thải này cần nhiều diện

tích đất [23].

Nước dòng vào hệ thống chứa các thể vẩn và chất ô nhiễm hoà tan chảy chậm

và trải ra trên vùng nước nông rộng và trồng cây nửa ngập nước. Các thể hạt rắn (điển

hình như TSS) bị giữ và lắng xuống do vận tốc dòng chảy thấp. Các thể rắn chứa chất

hữu cơ có thể phân huỷ sinh học (được xác định như BOD), tổng nitơ và tổng phốt

pho, rất ít kim loại và các chất hữu cơ khó phân huỷ khác. Các chất ô nhiễm không tan

này đi vào chu trình sinh địa hoá trong cột nước và đất trên mặt của vùng đất ngập

nước. Hệ thống dòng chảy trên bề mặt có một số đặc điểm chung với đầm phá tuỳ tiện

nhưng cũng có sự khác biệt quan trọng về cấu trúc và chức năng. Các quá trình xảy ra

trong cột nước ở vùng nước mở (không có cây và độ sâu lớn hơn) gần giống như các

vùng ở trong ao. Trên bề mặt là vùng tự dưỡng chủ yêu là tảo sợi và tảo trôi nổi hoặc

TVTS nổi hoặc nửa nổi hạn chế ánh sáng xuống vùng sâu. Sự thiếu ánh sáng dẫn đến

ở vùng sâu các quá trình vi sinh kỵ khí xảy ra chủ yếu [23].

Lớp nước nông

nnôcạn

Mực nước

Bề mặt giá thể

Bề mặt giá thể

Lớp đá nền

Mực nước

Lớp lót đáy

Mực nước

17

Hệ thống dòng chảy trên bề mặt thường thích hợp với các loại cây sinh trưởng ở

độ sâu dưới 0,4 m [36]. Hệ thống dòng chảy trên bề mặt sử dụng vỉa đất hoặc sỏi như

một chất nền cho các loại cây trồng mọc rễ và sinh trưởng. Chiều sâu lớp đất nền trong

đất ngập dòng chảy mặt thường vào khoảng 0,6 đến 1,0 m, đáy nền được thiết kế có độ

dốc để tối thiểu hóa dòng chảy tràn trên mặt. Khi thiết kế một khu đất ngập nước dòng

chảy mặt cần phải xem xét cách mô phỏng chế độ thủy văn trong một lưu vực cạn, có

quy mô nhỏ được xây dựng với loại đất và cây trồng thủy sinh với sự cân bằng nước

của hệ thống [23].

- Cơ chế loại bỏ các chất ô nhiễm

Theo Seabloom and Hanson (2003), có các cơ chế loại bỏ các chất ô nhiễm sau:

a- Loại bỏ BOD và TSS:

+ Lắng:

Kích thước các hạt, trọng lượng riêng, hình thể và độ nhớt của dịch ảnh hưởng

đến sự lắng. Các hạt riêng biệt lắng xuống một cách độc lập, không có sự thay đổi về

hình dạng và kích thước còn sự lắng kết bông do sự vận động và va chạm các hạt với

nhau dẫn đến sự tăng lên và thay đổi hình dạng hạt. Các hạt được loại bỏ khi vận tốc

lắng đủ lớn để lắng tới đáy trước khi chảy ra. Khả năng loại bỏ TSS và BOD của hệ

thống đất ngập nước là rõ ràng nhưng rất khó giải thích quá trình này chỉ bằng lý

thuyết lắng riêng rẽ [23].

+ Lọc:

Bề mặt thân, lá và rễ cây trong nước tạo thành lớp màng do các loại tảo bám.

Các chất dạng hạt bị chặn, dính bám và bị loại bỏ.

b- Cơ chế loại bỏ nitơ

Nitơ trong nước thải tồn tại dưới nhiều trạng thái hóa trị, các trạng thái này lại

có thể biến đổi do hoạt động của vi sinh vật. Trong nước thải, nitơ trước hết có mặt ở

dạng hữu cơ là protein và urê. Sau quá trình phân huỷ kị khí, chúng chuyển sang dạng

amoni (NH4+) qua quá trình amoni hoá. Amoni trải qua nhiều biến đổi. Nếu có mặt oxy

hoà tan, amoni có thể biến đổi thành nitrit (NO-2) sau đó thành nitrat (NO-

3), quá trình

nitrat hoá xảy ra 2 bước. Bước thứ nhất, NH4+ biến thành nitrit do vi khuẩn thuộc chi

Nitrosomonas như sau [15]:

NH4+ + 1,5 O2 —> 2H+ + H2O + NO2

-

Bước thứ hai, nitrit biến đổi thành nitrat do chi vi khuẩn Nitrobacter:

NO-2 + 0,5 O2 —> NO-

3

Qúa trình khử nitrat hoá đòi hỏi nguồn cacbon, xảy ra khi có mặt oxy và sinh ra

khí N2 và N2O. Phản ứng khử nitrat hoá lúc đầu chủ yếu xảy ra trong trầm tích của

vùng đất ngập nước và trong các màng sinh học tạo thành bởi các tảo bám trên các cây

18

sống chìm dưới nước. Khí N sau đó có thể được cố định, biến đổi thành nitơ hữu cơ do

vi sinh vật trong cột nước, trong trầm tích, trong vùng rễ cây và trên bề mặt thân cây

sống chìm.

Hình 1.3: Cơ chế loại bỏ nitơ trong đất ngập nước [28]

c. Cơ chế loại bỏ photpho

P là một trong các yếu tố quan trọng nhất trong hệ sinh thái tự nhiên và có mặt

trong nước thải chủ yếu ở dạng phosphat, điển hình là orthophôtphat. Phosphat là yếu

tố giới hạn sự phì dưỡng của hệ sinh thái nước ngọt. Về cơ bản, việc loại bỏ phosphat

trong ĐNNNT là sự tích tụ dần trong trầm tích đáy [23].

- Cơ chế hoá lý

Khi phốt pho không tồn tại ở dạng khí trong chu trình địa hoá sinh, sự lắng

đọng trầm tích là cơ chế chủ yếu cho sự loại bỏ P từ nước thải trong vùng đất ngập

nước (ĐNN). Sự hấp thu phosphat hoà tan của cây là một phần trong quá trình loại bỏ

nó. Ở giai đoạn khởi đầu, có thể có sự hút thấm bề mặt của lớp đất lót đáy với các hạt

phosphat tích điện âm. Cơ chế loại bỏ này có thể cao không bình thường trong thời

gian đầu nhưng sẽ giảm theo thời gian [15].

- Sự biến đổi sinh học phôtphat

Cả phôphat hữu cơ hoà tan và không hoà tan đều không dễ hấp thu đối với cây

trừ khi được chuyển thành dạng tan. Các vi sinh vật sống lơ lửng trong nước của dòng

chảy mặt có thể biến các dạng phôphat này thành dạng vô cơ hoà tan và được cây hấp

thu trong mùa sinh trưởng. Nhưng cây già đi vào mùa thu và sau đó vào mùa đông rồi

chết và bị phân huỷ. Vì thế sự loại bỏ phốt pho của ĐNN dòng chảy mặt sẽ không hiệu

quả. Thu sinh khối thực vật sẽ góp phần giải quyết vấn đề này [23].

Nhiều nghiên cứu đã chứng minh rằng photpho có thể bị loại bỏ từ 30 – 60%

trong đất ngập nước có trồng các loài cây Scirpus sp., Phragmites sp. và Typha sp

[12]. Một số ít photpho (dưới 20%) được các loài vi khuẩn, nấm và tảo hấp thụ (Moss,

1988). Phần phốt pho còn lại được giữ trong nền đất ngập nước và hệ thống rễ cây

19

theo hai cơ chế: Hấp thụ hóa học và kết tụ vật lý giữa các ion photpho và các ion

nhôm, sắt hoặc canxi. Sự kết hợp này hình thành các hợp chất dạng photphat-sắt (Fe-

P), photphat - nhôm (Al-P) hoặc photphat-canxi (Ca-P) [23].

d. Cơ chế loại bỏ S

Lưu huỳnh (S) là cấu thành quan trọng của cơ thể sống. S có ở dạng hữu cơ,

H2S, S nguyên tố và sulphat (SO4). Trong chu trình chuyển hóa, S được cây và các vi

sinh vật hấp thu. Sự khử sulphat chỉ thị cho điều kiện kị khí và oxy hoá sulfua là chỉ

thị cho điều kiện hiếu khí. Khi không có oxy, vi sinh vật kị khí biến đổi sulphat thành

sulfua và H2S theo phương trình sau:

SO42- + chất hữu cơ —> S2- + CO2 + H2O

S2- + 2 H+ —> H2S

Sulfua hyđrô là khí không màu, có mùi trứng thối đặc trưng và nếu trong điều

kiện hiếu khí, vi sinh vật sẽ oxy hoá H2S thành axit sulphuric:

H2S + 2 O2 —> H2SO4

Axit sulphuric là axit mạnh, sẽ ăn mòn các đường ống kim loại của hệ thống

công trình. Sự oxy hoá sulphit thành sulphat tiêu thụ nhiều oxy.

e- Loại bỏ nguồn gây bệnh

Nước thải sinh hoạt, nhất là nước thải từ bể tự hoại đưa vào ĐNNNT có thể có

các nguồn gây bệnh qua đường nước. Các nguồn bệnh đường ruột khi vào ĐNNNT

gặp môi trường không thuận lợi nên hầu hết không sống sót được lâu. Một số có thể

gắn với TSS và bị loại sau khi lắng. Các tia cực tím cũng làm giảm đáng kể số lượng

coliform ở vùng nước bề mặt. Nước sau khi qua hệ thống ĐNNNT có số lượng

coliform giảm đáng kể. Tuy nhiên, không thể đạt tiêu chuẩn thải vì vậy cần xử lý tiếp

bằng hệ thống dòng chảy ngầm hoặc khử trùng trước khi thải ra môi trường. Kadlec

và Knight (1996) còn chỉ ra rằng đất ngập nước có cây trồng tạo nên sự loại bỏ mầm

bệnh hữu hiệu hơn do cây trồng cho phép các loại vi sinh phát triển tạo nên các vật ăn

các mầm bệnh [23].

f- Loại bỏ kim loại

Kim loại cần thiết cho thực vật và động vật sinh trưởng và phát triển nhưng chỉ

với lượng rất nhỏ. Các kim loại này gồm: Ba, Cr, Co, Cu, I, Mn, Mg, Mo, Ni, Se, Zn

và S. Các kim loại độc ở nồng độ vết là As, Cd, Pb, Hg và Ag. Có 3 tiến trình chính

trong đất ngập nước để loại bỏ kim loại nặng là sự kết chặt trong đất tạo ra chất trầm

tích; Kết tủa giữa các muối không hòa tan và được hấp thu bởi vi khuẩn, tảo và cây

trồng (Kadlec và Knight, 1996). Tiến trình này rất hữu hiệu trong đất ngập nước, có

thể loại bỏ 99% kim loại nặng (Reed et al., 1995). ĐNN có thể chuyển một phần độc

20

chất từ kim loại nặng, cùng với các phức hợp vi khuẩn, chất vô cơ, chất hữu cơ thành

các chất nuôi sinh học. ĐNN được xem là vùng đệm làm giảm nồng độ cho các độc

chất ô nhiễm môi trường [23].

1.3.4.2. Hệ thống dòng chảy ngầm

Hệ thống dòng chảy ngầm hay “Phương pháp vùng rễ” là công nghệ xử lý nước

thải chảy qua vùng rễ của TVTS. Ở đây, TVTS thường là Lau, Sậy, cỏ Lác đâm rễ

chìm trong nền cát - sỏi với độ sâu khoảng 0,5 - 1 m. Nước thải chảy qua hệ thống lỗ

trong nền cát - sỏi và được khử độc nhờ hệ thống rễ cây và hệ vi sinh vật bám quanh

rễ. Khi chảy qua lớp vật liệu lọc, nước thải được lọc sạch nhờ tiếp xúc với bề mặt

của các hạt vật liệu lọc và vùng rễ của thực vật trồng trong đó. Vùng ngập nước

thường thiếu oxy, nhưng thực vật trong đó có thể vận chuyển một lượng oxy đáng kể

tới hệ thống rễ tạo nên tiểu vùng hiếu khí cạnh rễ và vùng rễ, cũng có một vùng hiếu

khí trong lớp lọc sát bề mặt tiếp giáp giữa đất và không khí. Phương pháp này có 2

dạng công nghệ là dòng chảy ngang và dòng thẳng đứng. Vật liệu trồng cây là đá cuội

hoặc cát [23, 29].

Hệ dòng ngầm có một số ưu việt hơn đất ngập nước dòng mặt là cần ít diện

tích, tránh được mùi và muỗi. Tuy nhiên, hệ thống lại có giá thành cao hơn do vật liệu

trồng là đá cuội và khả năng bị tắc. Xử lý sơ cấp là tiền xử lý đặc thù của hệ thống này.

Hệ thống dòng chảy ngầm ngang: Hệ thống này được gọi là dòng chảy ngang

vì nước thải được đưa vào và chảy chậm qua tầng lọc xốp dưới bề mặt của nền trên

một đường ngang cho tới khi nó tới được nơi dòng chảy ra. Trong suốt thời gian này,

nước thải sẽ tiếp xúc với một mạng lưới hoạt động của các đới hiếu khí, hiếm khí và kị

khí. Các đới hiếu khí ở xung quanh rễ và bầu rễ, nơi lọc O2 vào trong bề mặt. Khi

nước thải chảy qua đới rễ, nó được làm sạch bởi sự phân hủy sinh học của vi sinh vật

bởi các quá trình hóa sinh. Loại thực vật sử dụng phổ biến trong các hệ thống này là

cây Sậy [29].

Bãi lọc ngầm trồng cây dòng chảy ngang được xem là giải pháp xử lý rẻ tiền,

thích hợp với quy mô nhỏ, đặc biệt có hiệu quả trong vùng có khí hậu nóng ẩm. Hệ

thống này thường được sử dụng để xử lý nhiều loại nước thải ở dạng độc lập hoặc kết

hợp với các kiểu bãi lọc khác nhằm đạt được các mục tiêu xử lý. Các loại nước thải

thường được xử lý là nước thải sinh hoạt, nước sau bể phốt, nước thải chuồng trại,

nước rác, nước khai thác mỏ, nước thải thuộc da, chế biến sữa...[30].

21

Hình 1.4: Sơ đồ đất ngập nước dòng chảy ngầm theo chiều ngang

(vẽ lại theo Vymazal, 1997)[32]

Hệ thống dòng chảy ngầm thẳng đứng: Nước thải được đưa vào hệ thống qua

ống dẫn trên bề mặt. Nước sẽ chảy xuống dưới theo chiều thẳng đứng. Ở gần dưới đáy

có ống thu nước đã xử lý để đưa ra ngoài. Các hệ thống này thường xuyên được sử

dụng để xử lý lần 2 cho nước thải đã qua xử lý lần 1. Thực nghiệm đã chỉ ra là nó phụ

thuộc vào xử lý sơ bộ như bể lắng, bể tự hoại. Hệ thống đất ngập nước cũng có thể

được áp dụng như một giai đoạn của xử lý sinh học [29].

Hình 1.5: Sơ đồ đất ngập nước dòng chảy ngầm theo chiều đứng

(vẽ lại theo Cooper, 1996) [33]

22

Bảng 1.5. So sánh ưu nhược điểm hệ thống dòng chảy ngang và dòng chảy thẳng đứng

[34, 35]

Loại hệ thống Ưu điểm Nhược điểm

Hệ dòng chảy

thẳng đứng

- Yêu cầu diện tích nhỏ

- Cung cấp oxy tốt, quá trình nitrat

hóa tốt

- Thủy lực đơn giản

- Hiệu suất lọc cao ngay từ đầu.

- Khoảng cách dòng chảy

ngắn

- Hiệu quả khử nitrat không

cao

-Yêu cầu kỹ thuật cao

-Loại bỏ phốt pho kém.

Hệ dòng chảy

ngang

- Khoảng cách dòng chảy dài giúp

gradients dinh dưỡng có thể được

thiết lập

- Quá trình nitrat và phản nitrat

diễn ra đồng thời

- Hiệu quả loại bỏ kim loại nặng

cao

- Hình thành axit humic trong quá

trình loại bỏ nitơ và phốt pho

- Tính toán cẩn thận chế độ

thủy lực cần thiết cho việc

cung cấp oxy tối ưu - Cân

bằng nước thải đầu vào là

phức tạp.

- Cơ chế loại bỏ các chất ô nhiễm [23]

Cơ chế loại bỏ chính là biến đổi sinh học, lọc vật lý, lắng, tủa hoá học và hút

bám như mô tả ở phần ĐNN dòng mặt. Sự loại bỏ N, P, kim loại và chất hữu cơ vết

kém hơn BOD và TSS và phụ thuộc thời gian lưu, đặc điểm môi trường vật liệu, tải

lượng và thực hành quản lý.

Loại bỏ BOD bằng cơ chế sinh học và vật lý. Sự loại bỏ này xảy ra trước hết

dưới điều kiện kỵ khí, tuy nhiên một phần được biến đổi nhờ các thể sống tuỳ nghi.

Tốc độ loại bỏ liên quan đến thời gian lưu, và nhiệt độ. Cơ chế loại TSS cũng tương tự

như trong ĐNN dòng mặt. Do không có vùng mặt nước thoáng, ĐNN dòng ngầm

tránh được luồng gió và vẩn đục nên có khả năng cho dòng ra có hàm lượng TSS thấp.

Phần lớn chất rắn lơ lửng sẽ lắng hoặc bị giữ lại ở khoảng cách từ 10 đến 20% tính từ

đầu vào. Sự tắc nghẽn là do tải lượng hữu cơ và thể rắn cao xảy ra ở vùng chảy vào.

Hầu hết sự tắc nghẽn nghiêm trọng xảy ra khi khoảng hẹp kéo dài, lại nhận nước thải

có nhiều tảo từ các ao tuỳ ý. Tảo bị giữ ở gần chỗ chảy vào và sự phân huỷ tảo làm

tăng tải lượng hữu cơ.

Loại bỏ N được thực hiện bởi quá trình nitrat hoá và khử nitrat. Chế độ dòng

ngầm gần với điều kiên kỵ khí ngoại trừ lớp mỏng trên đỉnh và các điểm nhỏ gần rễ

cây. Nitrat hoá đòi hỏi cung cấp ôxy hoặc từ rễ cây, sự thông khí trở lại ở bề mặt, sự

quay vòng nước đầu ra hoặc nạp theo mẻ để tạo ra dòng oxy vào trong môi trường

23

giữa các lần nạp. Sự thông khí phụ dùng ống ngầm có thể sử dụng để cấp oxy ở một

điểm trong dòng chảy.

Cơ chế loại P về cơ bản là giống với ĐNN dòng mặt. Môi trường đặc biệt đòi

hỏi để loại P do hút bám thực sự hiệu quả.

Loại bỏ kim loại thông qua cơ chế hút bám, lắng, tủa hoá học và cây hấp thu.

Cơ chế loại bỏ chất hữu cơ nồng độ vết giống với cơ chế trong ĐNN dòng mặt ngoại

trừ sự bay hơi và phân huỷ quang hoá thường ở mức hạn chế.

Loại bỏ vi sinh vật và virus do hút bám, lọc, lắng hoặc do sinh vật khác tiêu

hóa.

Hiệu suất quá trình xử lý

Hiệu suất của hệ thống ĐNN dòng ngầm phụ thuộc vào các chỉ tiêu thiết kế,

đặc tính nước thải và hoạt động của hệ thống.

Loại BOD: Hiệu suất loại bỏ BOD của hệ thống ĐNN dòng ngầm được trình bày

trong bảng 1.6.

Bảng 1.6. BOD bị loại bỏ trong một số hệ thống dòng ngầm [23]

Địa điểm

Tiền xử lý

Nồng độ

(mg/L)

Loại bỏ

(%)

Thời gian lưu

(ngày) Đầu vào Đầu ra

Benton,

Kentucky Ao oxy hoá 23 8 65 5

Masquite,

Nevada Ao oxy hoá 78 25 68 3,3

Santee,

California Sơ cấp 118 1,7 88 6

Sydnye,

Australia Thứ cấp 33 4,6 86 7

Loại BOD: Loại BOD của ĐNN dòng ngầm nhanh hơn và có phần đáng tin cây hơn

dòng trên mặt phần vì sự thối rữa của cây không xảy ra trong nước, do đó sinh ít chất

hữu cơ trong dòng nước qua xử lý thải ra môi trường [23].

Loại TSS: ĐNN dòng ngầm có hiệu quả trong loại bỏ phần tử lơ lửng trong nước đến

mức dưới 10 mg/L trong dòng ra [23].

Loại bỏ N: Có hệ thống ĐNN dòng ngầm loại đến 86% N trong nước thải, các hệ

thống khác loại 20 đến 70%. Khi thời gian lưu vượt 6 - 7 ngày, với nồng độ N trong

nước thải dòng vào là 20 - 25 mg/L, có thể đạt nồng độ N ở dòng ra khoảng 10 mg/L.

Nếu nước thải đã được nitrat hoá (dùng thông khí mở rộng, chảy tràn hoặc lọc cát quay

vòng), loại bỏ nitrat thông qua quá trình khử nitrat có thể đạt được với thời gian lưu 2-

4 ngày [23].

24

Loại P: Loại bỏ P trong ĐNN dòng ngầm không hiệu quả vì sự tiếp xúc hạn chế giữa

các vị trí hút bám và nước thải. Phụ thuộc vào tải lượng, thời gian lưu, đặc điểm môi

trường, loại bỏ P có thể đạt 10 - 40% lượng P dòng vào (từ 7 - 10 mg/L) [23].

Loại bỏ kim loại: Dẫn liệu sẵn có về loại bỏ kim loại trong nước thải đô thị còn hạn

chế. Trong hệ thống thoát nước khai mỏ có tính axit, sự loại bỏ Fe và Mn là hiệu quả.

Tổng lượng Fe giảm từ 14,3 đến 0,8 mg/L và Mn từ 4,8 xuống 1,1 mg/L. Có hệ thống,

lượng Cu, Zn và Cd giảm tới 99%, 97% và 99% tương ứng khi thời gian lưu là 5,5

ngày [23].

Loại bỏ mầm bệnh: ĐNN dòng ngầm loại bỏ rất hiệu quả coliform, có hệ thống đạt tới

99% khi thời gian lưu là 6 ngày [23].

1.3.4.3. Hệ thống thực vật thuỷ sinh nổi

Đất ngập nước với thực vật nổi tự do bao gồm một hoặc nhiều ao nông có thực

vật trôi nổi trên bề mặt. Độ sâu của hệ thống nông hơn và có sự hiện diện của thực vật

thủy sinh cỡ lớn mà không phải tảo là điểm khác biệt lớn nhất giữa vùng đất ngập

nước nhân tạo với hệ thống thực vật thủy sinh trôi nổi tự do hoặc ao ổn định [36].

TVTS điển hình tham gia quy trình xử lý ô nhiễm là Bèo tây, Bèo cái, Bèo

tấm,… Ngoài việc tham gia loại bỏ các chất hữu cơ, chất thải rắn, nitơ, photpho, kim

loại nặng, các tác nhân gây bệnh… các loài TVTS này tham gia trực tiếp việc hạn chế

phát sinh hiện tượng nước nở hoa trong ao hồ do cạnh tranh ánh sáng với thực vật phù

du [23].

TVTS trôi nổi thu nhận các chất dinh dưỡng và các nguyên tố cần thiết qua bộ

rễ phát triển trong nước. Sinh khối của một số loại bèo như Bèo tây, Bèo cái, Bèo tấm,

Bèo hoa dâu,... và các loại thực vật trôi nổi khác phát triển rất mạnh trong môi trường

nước thải. Bộ rễ của bèo còn là nơi cư trú của vi khuẩn hấp thụ và phân hủy chất hữu

cơ. Trong các ao hồ nuôi thực vật thủy sinh trôi nổi bậc cao, hiệu quả khử BOD có thể

lên đến 95%, khử nitơ amoni và photpho lên đến 97%. Hiệu quả thu hồi chất dinh

dưỡng nitơ có thể đạt từ 200 – 1500 kg/ha.ngày. TVTS trôi nổi còn cung cấp oxy cho

vi khuẩn để phân hủy các chất hữu cơ. Tuy nhiên TVTS trôi nổi phát triển sinh khổi

khá nhanh. Trong điều kiện phát triển bình thường (sau khi nuôi cấy 1 tuẩn lễ), sinh

khối của chúng có thể đạt 250 kg chất khô/ha.ngày. Vì vậy cần có định kỳ thu hồi

TVTS trôi nổi ra khỏi hồ để chống hiện tượng tái ô nhiễm nước hồ [37].

Cơ chế loại bỏ các chất ô nhiễm

- Xử lý BOD và TSS:

Một phần BOD bị lắng cùng với TSS khi nước thải chảy vào trong hệ thống.

Phần khác sẽ bị loại do lọc qua hệ rễ bèo cùng với TSS. BOD dạng hoà tan sẽ được rễ

bèo hấp thu. Lưu ý quan trọng để thiết kế đối với việc loại bỏ BOD hoà tan trong hệ

25

thống sử dụng bèo là chuyển nước thải đến vùng rễ bèo. BOD hoà tan cũng được loại

bỏ do vi khuẩn trong cột nước. Cuối cùng, một phần BOD liên kết với các mảng vụn

hữu cơ trong TSS tích luỹ trong vùng rễ được hấp thu và biến đổi bởi các cơ thể sống

bám ở rễ, các cơ thể này sử dụng oxy do cây vận chuyển đến rễ. Rễ bèo già và rụng

xuống đáy ao hay mương mang theo SS và vi khuẩn. Các chất tích tụ ở đáy sẽ trải qua

sự phân huỷ kị khí lâu dài. Vì lọc sinh học là cơ chế quan trọng nên việc vận chuyển

nước thải tới vùng rễ bèo đòi hỏi phải có sự tính toán thiết kế chuẩn cho hệ thống sử

dụng bèo.

- Xử lý nitơ

Nitrat hoá và khử nitrat sinh học là 2 cơ chế chính của việc loại bỏ nitơ. Một

phần nitơ hữu cơ bị loại qua lắng. Nitơ cũng bị bèo hấp thu và bị loại khi thu hoạch

bèo nhưng không hiệu quả. Một phần nitơ cũng mất mát do bay hơi khi được cấp khí

oxy. Nitrat hoá và khử nitrat sinh học cơ bản xảy ra ở vùng rễ. Việc nước thải chảy

qua vùng rễ là rất quan trọng.

- Xử lý phốt pho

Phốt pho được loại ra khỏi nước thải chủ yếu qua việc hút bám của các chất rắn

trong nước thải, chất hữu cơ trong lớp bùn và hấp thu của bèo. Thu bèo chỉ loại được

phần hạn chế photpho. Ngay photpho hút bám vào các chất hữu cơ trong lớp bùn cũng

vẫn còn trong hệ thống. Vì vậy, phốt pho nên được loại bỏ trước hoặc sau khi xử lý

bằng hệ thống này.

- Loại kim loại nặng

Kim loại bị loại bỏ chủ yếu do hút bám vào các chất rắn trong nước thải hay các

vật chất do bèo sinh ra. Cây hấp thu kim loại nặng cũng loại bỏ phần nào khi thu bèo.

Phần kim loại hấp phụ trong chất hữu cơ lắng đọng xuống bùn đáy có thể giải phóng

trở lại.

- Loại các mầm bệnh

Các mầm bệnh bị loại bởi lắng và lọc như mô tả trên và sự phân rã tự nhiên

trong nước, trong đó phân huỷ sinh học tự nhiên là quá trình cho hiệu quả cao nhất.

1.3.5. So sánh hệ thống công nghệ dòng chảy mặt và dòng chảy ngầm

Bảng 1.7 liệt kê các ưu điểm và nhược điểm của hai kiểu hệ thống dòng chảy

mặt và dòng chảy ngầm. Với bảng so sánh này, có thể nói hệ dòng chảy ngầm có nhiều

ưu thế hơn hệ dòng chảy mặt. Do nước thải trong hệ dòng ngầm chảy qua các lớp nền

xốp như cát sỏi có thể tránh được sự bốc mùi hôi, sự phơi bày màu đen của nước, sự

phát triển của vi tảo và ảnh hưởng của các mầm bệnh do nước tù. Diện tích đất cần cho

hệ dòng ngầm nhỏ hơn cho hệ dòng chảy mặt nếu so sánh với cùng một điều kiện

lượng tải nạp nước thải. Nhiều nơi trên thế giới dùng đất ngập nước nhân tạo kiểu chảy

26

ngầm với chất nền là cát sỏi như một biện pháp tiền xử lý các nguồn đa tạp của nước

thải đô thị. Tuy vậy, cũng có nơi chọn phương án bố trí ĐNNNT ở cuối hệ thống xử lý

nước thải như biện pháp lọc qua đất cuối cùng trước khi thải ra môi trường [38].

Bảng 1.7. So sánh ưu điểm và nhược điểm của hệ thống dòng mặt và hệ thống dòng ngầm

Kiểu hệ

thống Ưu điểm Nhược điểm

Chảy mặt

▪ Chi phí xây dựng, vận hành và quản lý

thấp.

▪ Tối thiểu hóa thiết bị cơ khí, năng lượng

và kỹ năng quản lý.

▪ Ổn định nhiệt độ và ẩm độ cho khu vực

▪ Cần diện tích lớn

▪Kém loại bỏ nitơ, photpho và

vi khuẩn.

▪ Gây mùi hôi do sự phân hủy

các chất hữu cơ.

▪ Khó kiểm soát muỗi, côn

trùng và các mầm bệnh khác.

▪ Rủi ro cho trẻ em và gia súc

Chảy ngầm

▪ Loại bỏ hiệu quả nhu cầu oxy sinh hóa

(BOD), nhu cầu oxy hóa học (COD), tổng

các chất rắn lơ lửng (TSS), kim loại nặng.

▪ Cần diện tích nhỏ hơn

▪ Giảm thiểu mùi hôi, vi khuẩn

▪ Tối thiểu hóa thiết bị cơ khí, năng lượng

và kỹ năng quản lý.

▪ Vận hành quanh năm trong điều kiện nhiệt

đới.

▪ Tốn thêm chi phí cho vật

liệu cát, sỏi

▪ Tốc độ xử lý có thể chậm

▪ Nước thải chứa TSS cao có

thể gây bít tắc dẫn đến tình

trạng úng ngập.

(Davis, 1995)

Hầu hết các hệ thống ở Mỹ thường chọn kiểu đất ngập nước nhân tạo chảy

ngầm theo phương ngang trong khi ở châu Âu lại chuộng kiểu đất ngập nước nhân tạo

chảy ngầm theo phương đứng [65]. Lý giải sự lựa chọn này là do đất ở châu Âu có độ

dốc lớn, trong khi ở Mỹ, thế đất bằng phẳng chiếm ưu thế nhiều hơn. Ở Đồng bằng

sông Cửu Long, hệ thống đất ngập nước nhân tạo chảy ngầm theo phương ngang có vẻ

phù hợp hơn kiều chảy theo phương đứng do cao trình mực nước ngầm tầng trên khá

cao, chỉ cách mặt đất tự nhiên chừng vài chục cm.

Trong một báo cáo của một số nhà khoa học, hiệu quả xử lý chất ô nhiễm tại

nhiều hệ thống đất ngập nước nhân tạo khác nhau ở Mỹ đã được tổng kết như ở bảng

1.8 [39].

27

Bảng 1.8. Hiệu quả loại bỏ BOD5 và TSS tại một số kiểu hệ thống đất ngập nước nhân tạo

Địa điểm

Kiểu hệ thống

đất ngập nước nhân

tạo

Hiệu quả

loại bỏ BOD5

(%)

Hiệu quả

loại bỏ TSS

(%)

Listowel, Ontario Chảy mặt 72 76

Arcata, California Chảy mặt 53 85

Brookhaven, New York Chảy mặt 89 88

Santee, California Chảy ngầm 80 90

Iselin, Pennsylvania Chảy ngầm 82 92

Benton, Kentucky Kết hợp 58 77

Neshaminy, Pennsylvania Kết hợp 96 94

(Hammer et al., 1989)

1.3.6. Sơ lược về một số loài thực vật thủy sinh nghiên cứu

Cây trồng được sử dụng trong hệ thống xử lý là những cây dễ tìm kiếm, có khả

năng sinh trưởng tốt trong nước, thích nghi tốt với điều kiện môi trường và tạo

được vẻ đẹp cảnh quan.

a. Cây Bèo tây

Cây Bèo tây (Eichhornia crassipes) là cây sống trôi nổi trên mặt nước, rễ bèo

như lông vũ, màu đen ngập trong nước, lá hình tròn, màu xanh lục và nhẵn mặt, cuống

lá nở ra như bông xốp giúp cây bèo nổi trên mặt nước.

Bèo tây được thu tại ao tự nhiên ở Hải Bối (Sóc Sơn) và Cổ Nhuế (Bắc Từ

Liêm). Chọn cây khỏe, có kích thước trung bình, đều nhau, có hệ rễ phát triển tốt. Các

cây thu được đem về trại thực nghiệm lưu giống phục vụ cho các thí nghiệm sau này.

Hình 1.6. Bèo tây (Eichhornia crassipes)

28

b. Cây Bèo cái

Bèo cái (Pistia stratiotes) là một chi TVTS trong họ Ráy (Araceae), chỉ có một

loài duy nhất. Bèo cái là cây thân thảo, trôi nổi trên mặt nước trong khi rễ của nó chìm

dưới nước, lá dầy, mềm, có khả năng chịu được khí hậu lạnh rất tốt.

Bèo cái được thu tại ao tự nhiên ở Hải Bối (Sóc Sơn) và Cổ Nhuế (Bắc Từ

Liêm). Chọn cây khỏe, có hệ rễ phát triển, các cây có kích thước đều nhau. Bèo cái thu

về được lưu giống tại trại thực nghiệm để chuẩn bị cho các thí nghiệm sau này.

Hình 1.7. Bèo cái (Pistia stratiotes)

c. Cây Rau muống

Rau muống (Ipomoea aquatica) là một loài thực vật nhiệt đới bán thủy sinh

thuộc họ Bìm bìm (Convolvulaceae). Cây mọc bò, ở mặt nước hoặc trên cạn.

Hình 1.8. Rau muống (Ipomoea aquatica )

29

Cây Rau muống được thu tại ruộng ở Cổ Nhuế (Bắc từ Liêm) và Đại Mỗ (Nam

Từ Liêm). Chọn cây tươi non, sức sống khoẻ, có hệ rễ phát triển, không bị sâu bệnh.

Các cây được thu mang về trồng tại trại thực nghiệm để nhân giống chuẩn bị cho các

thí nghiệm sau này.

d. Ngổ trâu

Cây Ngổ trâu (Enydra fluctuans Lour) thuộc chi Enydra. Ngổ trâu là cây cỏ,

thân dài, mọc ở dưới nước, sống nổi trên mặt nước do thân xốp. Lá và thân non mầu

tím, ngọn non có thể ăn được.

Hình 1.9. Cây Ngổ trâu (Enydra fluctuans)

Ngổ trâu phổ biến ở Bắc bộ và Trung bộ nước ta, có thể phát triển mạnh trong

nước bẩn, chịu được khí hậu đa dạng. Ngổ trâu được lấy từ các ao tự nhiên khu vực Cổ

Nhuế (Bắc Từ Liêm) mang về trồng trong ruộng nước tại trại thực nghiệm để nhân

giống chuẩn bị cho các thí nghiệm sau này.

e. Cải Xoong

Cải xoong có tên khoa học là Rorippa nasturtium aquaticum thuộc họ cải

(Brassicaceae), là cây thuỷ sinh nhiều năm có lá kép lông chim sống ở rãnh nước, ao,

hồ, ruộng các tỉnh phía Bắc Việt Nam.

Cây Cải xoong được thu từ ruộng ở Cổ Nhuế (Bắc Từ Liêm). Cây thu mang về

trồng tại trại thực nghiệm để nhân giống chuẩn bị cho các thí nghiệm sau này.

30

Hình 1.10. Cây Cải xoong (Rorippa nasturtium aquaticum)

g. Cây Sậy

Cây Sậy (Phragmites australis), là một loài cây lớn thuộc họ Hòa thảo (Poaceae)

phân bố ở những vùng đất lầy ở cả khu vực nhiệt đới và ôn đới. Khi các điều kiện sinh

trưởng thích hợp, Sậy có thể tăng chiều cao tới 2 - 3 m hoặc hơn, có căn hành bò, thân

to 1 - 1,5 cm, lá có phiến rộng 1,5 - 2,5 cm, dài từ 20 - 30 cm. Sậy được thu từ ven

sông Hồng về trồng trong trại thực nghiệm. Cây khi sử dụng trong thí nghiệm đều

chọn loại bánh tẻ, sức sống tốt, không bị sâu bệnh.

Hình 1.11. Cây sậy ( Phragmites australis)

http://vi.wikipedia.org/wiki/H%E1%BB%8D_H%C3%B2a_th%E1%BA%A3o

31

h. Cỏ Vetiver

Hình 1.12. Cỏ Vetiver (Vetiveria zizanioides )

Cỏ Vetiver (Vetiveria zizanioides) thuộc họ Graminae, là loài phân bố rộng ở

các vùng nhiệt đới. Cỏ Vetiver có thân đặc chắc và hóa gỗ. Thân mọc thẳng đứng cao

từ 1,5 - 2m. Lá hẹp dài, cánh lá thường gập đôi ở gân chính giữa, rễ chùm.

Cỏ Vetiver thích nghi rộng rãi trong điều kiện môi trường khác nhau. Ở Việt

Nam, Vetiver gọi là cỏ Hương Bài hoặc cỏ Hương Lau. Ngoài tác dụng chống xói lở

bở đất, Vetiver cũng dần được sử dụng trong xử lý ô nhiễm môi trường.

i. Thủy trúc

Cây Thủy trúc còn có tên là Lác dù, tên khoa học Cyperus alternifolius, thuộc

họ Cyperaceae (Cói). Cây có nguồn gốc xuất xứ từ Madagasca. Là cây thân thảo, mọc

thành cụm. Lá tiêu giảm thành bẹ ở các gốc, thay vào đó các lá bắc ở đỉnh lại lớn, xếp

thành vòng tròn, xoè rộng ra xung quanh. Cây ưa sống ở ven bờ nước, nơi đất ẩm.

Được nghiên cứu và sử dụng để làm sạch nước bị ô nhiễm.

Hình 1.13. Cây Thủy trúc (Cyperus alternifolius)

32

1.4. Ứng dụng thực vật thủy sinh trong xử lý nước thải và nước thải chăn nuôi lợn

1.4.1. Tình hình nghiên cứu trên thế giới

Các nghiên cứu sử dụng TVTS trong xử lý nước thải và xử lý nước thải chăn

nuôi lợn trên thế giới được tổng hợp và trình bày ở bảng 1.9:

+ Nghiên cứu sử dụng TVTS trong xử lý nước thải

Hệ thống đất ngập nước nhân tạo dòng chảy mặt, được xây dựng trên cơ sở sinh

thái đất ngập nước tự nhiên, cho mục tiêu chính là xử lý nước thải. Vào đầu những

năm 1950, ý định đầu tiên sử dụng thực vật đất ngập nước để loại bỏ các chất ô nhiễm

khác nhau từ nước thải là do K. Seidel ở Đức [32]. Sau đó, trong giai đoạn 1960 -

1980, Seidel và cs tại Viện Max Planck ở Đức sau nhiều nghiên cứu đã đề xuất kỹ

thuật đất ngập nước nhân tạo dòng chảy mặt [49].

32

Bảng 1.9. Tình hình nghiên cứu sử dụng TVTS trong xử lý nước thải trên thế giới

TT Năm Tác giả Loại hình

công nghệ Đối tượng xử lý Quy mô công nghệ

TVTS sử

dụng

Hiệu quả xử lý (%) Quốc gia TLTK

TN TP COD

1 1995 Delgado CN dòng chảy

trên bề mặt

Nước thải chăn

nuôi lợn Bèo tây

75-88%

NH4-N; 60%

NO3-N

60 [40]

2 2002 Stone và cs CN dòng chảy

trên bề mặt


nuôi lợn 4 (3,6x 33,5m)= 482

Cây Bấc, cây

Cói, Cỏ nến 85 25-38

North

Carolina,

USA

[41]

3 2003 Xindi và cs Nước thải chăn

nuôi lợn

Thí nghiệm mẻ

50x38.5x 23 cm (L-

W-H)

Cỏ Vetiver,

Thủy trúc 56,5 China

[42]

4 2004 Poacha Kiểu đầm lầy

kết hợp với ao


nuôi lợn

2 cái (3,6x67m =

241,2 m2) Cỏ nến 37-51 13-26 30-50

North

Carolina,

USA

[43]

5 2008 Sohsalam và cs CN dòng chảy

trên bề mặt

Nước thải chế biến

thủy sản

0,6 m sâu, dài 2,0 m

và 0,5 m rộng

Cây cói,

Chuối hoa, Cỏ

nến, Thủy

trúc, Hương

bồ lá hẹp...

72-92 72-77

91–

99%

BOD5

Thailand [44]

6 2009 Harrington and

Mcinnes

Vùng đất ngập

nước


nuôi lợn

12 vùng đất ngập

nước trong lưu vực

suối Annestown

(khoảng 15ha)

Vùng đất ngập

nước tự nhiên 98% NH4-N 95 Ireland

[45]

7 2014 Lee và cs Nước thải chăn

nuôi lợn

30.000 lợn, rộng

4492 m2 Sậy, Lau 20 Korea [46]

8 2015 Haque and Saleem

CN dòng chảy

ngầm ngang

và dòng chảy

bề mặt

Nước thải sinh hoạt

Xử lý nước sinh hoạt

làng Chattal có 400

hộ dân

Vùng đất ngập

nước tự nhiên 68,1 Pakistan [47]

9 2017 Zhang và cs

Công nghệ

dòng chảy

ngầm


nuôi lợn 62 90 Nhật

[48]

http://www.tandfonline.com/author/Zhang%2C+Xiaomeng

33

Một công trình đất ngập nước nhân tạo dòng chảy mặt hoàn chỉnh đã được xây

dựng ở Hà Lan vào năm 1967 - 1969 để xử lý nước thải cho một vùng đất dùng để

cắm trại. Những năm sau đó, lần lượt có khoảng 20 khu đất ngập nước nhân tạo dòng

chảy mặt được xây dựng ở Hà Lan. Rất nhiều nghiên cứu khoa học về tác dụng của

cây cỏ ở vùng đất ngập nước trong việc xử lý nước thải đã được công bố từ năm 1955

đến cuối thập niên 1970. Năm 1974, vùng Othfresen ở Đức xây dựng hoàn chỉnh một

khu đất ngập nước chảy ngầm theo phương ngang. Trong thời kỳ ban đầu, ở Đức và

Đan Mạch, đất dùng là đất sét nặng. Hệ thống này cho kết quả nước đầu ra rất tốt

nhưng do độ dẫn thủy lực thấp nên về sau bị tình trạng úng nước cục bộ, vì vậy có lúc

hệ thống phải chỉnh sửa theo kiểu chảy mặt. Cuối thập niên 1980, ở Anh Quốc, đất

được thay bằng sạn sỏi đã sàng rửa và lần này cho kết quả khá thành công. Vào giữa

năm 1985, Trung tâm Nghiên cứu Nước Anh Quốc (the British Water Research

Centre) lần đầu tiên đã chứng minh tiềm năng cải thiện chất lượng nước của dòng

chảy ngang qua các hệ thống xử lý trồng Sậy. Vào khoảng giữa năm 1985 - 1990,

Công ty Weyerhaeuser bắt đầu nghiên cứu hai hệ thống đất ngập nước chảy mặt thí

điểm riêng biệt để xử lý nước thải của nhà máy giấy và bột giấy. Vùng lõm khu xử lý

được trồng các loại cây cỏ Giây (Spartina cynosuroides), cỏ Đuôi mèo (Typha

latifolia), Sậy (Phragmites australis). Từ năm 1985 đến nay, hàng trăm hệ thống đất

ngập nước đã được xây dựng khắp thế giới, đặc biệt ở các quốc gia châu Âu (Áo, Bỉ,

Đan Mạch, Pháp, Đức, Thụy Điển, Thụy Sĩ, Hà Lan, Anh Quốc), Bắc Mỹ, Úc và châu

Á (Trung Hoa và Ấn Độ). Tháng 9/1990, Hội nghị Quốc tế về Đất ngập nước Kiến tạo

đã họp tại Cambridge, Anh Quốc để giới thiệu một tài liệu hướng dẫn của Châu Âu về

thiết kế và vận hành các hệ thống xử lý cho nền đất trồng Sậy [51]. Đất ngập nước

kiến tạo chảy mặt dùng chất nền là sạn, sỏi thường được dùng rộng rãi ở Mỹ [52]. Một

nghiên cứu tại Tây Ban Nha đã kết luận đất ngập nước nhân tạo là một giải pháp bền

vững để xử lý nước thải các khu làng xã nhỏ [52].

Hơn 10 năm qua đến nay, nhiều nhà khoa học trên nhiều lãnh vực khác nhau đã

có những nghiên cứu sâu và rộng cho nhiều giải pháp liên quan đến hệ thống đất ngập

nước. Hiện nay, hệ thống đất ngập nước kiểu kết hợp giữa chảy mặt và chảy ngầm phổ

biến ở Châu Âu. Nhiều mô hình toán và vật lý mới cho dòng chảy nước thải qua đất

ngập nước kiến tạo đã được thành lập bên cạnh những thành tựu đo đạc tiến bộ trong

thủy văn, sinh thái học, hóa học, môi sinh học và quản lý tài nguyên thiên nhiên. Các

công bố quan trọng có thể kể: phương trình chuyển vận chất ô nhiễm hòa tan trong

nước ngầm [54]; Mô hình mô phỏng kín động lực học của đất ngập nước kiến tạo chảy

ngầm [55]; Ảnh hưởng của các đặc trưng ô nhiễm trong thiết kế đất ngập nước, gồm

cả ảnh hưởng các tiềm thế của sự phân bố thời gian tồn lưu và hằng số tốc độ loại bỏ

chất ô nhiễm bậc một [36]; Thử nghiệm thủy lực chất lưu vết tại các vùng đất ngập

34

nước Predo Riverside County, California, US và đánh giá so sánh đường cong xuyên

tuyến (breakthrough curve – BTC) của hai hóa chất Rhodamine WT® và Bromide lên

việc xác định đặc tính thủy lực của đất ngập nước nhân tạo [56].

Tại các nước phát triển như Đức, Mỹ, Pháp, Nhật Bản, Hàn Quốc,… công nghệ

xử lý nước thải sử dụng TVTS đã được phát triển rất thành công. Từ những năm 1980

rất nhiều cơ sở xử lí nước thải tại các bang nước Mỹ đã phát triển và ứng dụng công

nghệ xử lí ô nhiễm với việc sử dụng các loài thực vật nổi và hệ thống hồ ổn định.

Phương pháp xử lí ô nhiễm hữu cơ và vô cơ tại vùng rễ của một số TVTS - còn gọi là

“Phương pháp vùng rễ”, đã được các nhà khoa học Đức nghiên cứu và triển khai có

hiệu quả tại nhiều nơi. Các nhà khoa học Nhật Bản đã thiết kế những hệ thống làm

sạch nước ô nhiễm sử dụng hệ sinh thái TVTS dưới dạng Bio-park để giảm bớt ô

nhiễm các hồ lớn, thông qua đó kiểm soát hiện tượng nở hoa của nước do vi tảo phát

triển trong đó có tảo độc [57].

Sohsalam và cs (2008) [43], nghiên cứu khả năng xử lý nước thải chế biến thủy

sản theo công nghệ dòng chảy trên bề mặt sử dụng các cây cỏ như Cói, Chuối hoa, cỏ

Nến. Hệ thống được nạp nước thải pha loãng 2 lần. Hiệu suất xử lý cao ở thời gian lưu

5 ngày và loại bỏ trung bình 91 - 99% BOD5, 52 - 90% SS, 72 - 92% TN và 72 - 77%

TP.

Haque and Saleem (2015) [47], xử lý nước thải bằng hệ thống đất ngập nước tại

làng Chattal, quận Chakwal (vùng đất khô cằn), hệ thống này duy trì hoạt động tốt từ

việc bán nước đã xử lý cho nông dân và thu hoạch TVTS. Kết quả nghiên cứu cho

thấy giảm đáng kể COD và BOD tương ứng 86,1% và 91,4% dưới giới hạn cho phép

của Pak-EPA. Nước sau xử lý được cải thiện đáng kể như độ đục giảm từ 15 NTU

xuống còn 2 NTU. Để xác định hiệu quả của hệ thống này, các khảo sát sức khỏe chi

tiết đã được thực hiện tại làng Chattal. Kết quả cho thấy bệnh tiêu chảy và viêm gan đã

giảm đáng kể từ 92,5% xuống còn 40%, môi trường kinh tế-xã hội, môi trường sinh

thái và sức khỏe của ngưởi dân nông thôn tại làng Chattal được cải thiện đáng kể. Mô

hình này chứng tỏ rất phù hợp với các vùng nông thôn ở các nước đang phát triển đặc

biệt là ở Nam Á và châu Phi.

Như vậy, công nghệ xử lý ô nhiễm nước có sử dụng loại TVTS đã được sử

dụng rộng rãi trên thế giới từ nhiều thập kỷ qua để xử lý nước thải công nghiệp và sinh

hoạt. Trong các năm gần đây, công nghệ này được sử dụng như là phương pháp hiệu

quả và được xã hội chấp nhận trong xử lý nước thải chăn nuôi lợn với chi phí thấp và

vận hành đơn giản.

+ Nghiên cứu sử dụng TVTS trong xử lý nước thải chăn nuôi lợn.

35

Delgado (1995) [40], nghiên cứu xác định khả năng hấp thụ chất dinh dưỡng

hữu cơ và vô cơ từ nước phân lợn của cây Bèo tây. Kết quả cho thấy hệ thống xử lý

nước thải có sử dụng Bèo tây có khả năng giảm 100% hàm lượng COD (60% giảm do

Bèo tây nếu hàm lượng COD cao nhất trong nước thải là 1000 mg/L), cây Bèo tây có

thể hấp thụ 75 - 88% lượng NH4 – N, 60% lượng NO3-N. Tốc độ hấp thụ của Bèo tây

có mối liên hệ đáng kể đến các yếu tố thời tiết (nhiệt độ, cường độ ánh sang, độ

ẩm,…).

Đối với dòng chảy bề mặt, theo Stone và cs (2002) [40], hệ thống dòng mặt

trồng cây Bấc (Juncus effusus), Cói (Scirpus americanus, Scirpus cyperinus, và

Scirpus validus) và cỏ Nến (Typha angustifolia và T. latifolia) để xử lý nước thải chăn

nuôi lợn (đã qua xử lý bằng hồ sinh học) đã loại bỏ TN là 84%, NH4+ là 86% và TP từ

25% đến 38%.

Nghiên cứu của Xindi và cs (2003) [41], sử dụng cỏ Vetiver và Thủy trúc

(Cyperus alternifolius) trong điều kiện thí nghiệm theo mẻ với hàm lượng COD, BOD,

đầu vào tương ứng là 825mg/L, 500mg/L. Sau 8 ngày thí nghiệm hệ thống đã loại bỏ

được 56,5% với COD và 59,9% BOD. Ở quy mô lớn P.G. Hunt và cs (2002) [58] đã

sử dụng hệ thống này để xử lý nước thải sau công đoạn xử lý yếm khí ở trang trại chăn

nuôi quy mô hàng ngàn đầu lợn. Kết quả cho thấy, với tải lượng N đầu vào dao động

trong từ 3 - 25 kg/ha.ngày, tỉ lệ loại bỏ N của hệ thống đều đạt trên 80%. Theo Poach

và cs (2003) [58], hệ thống có khả năng chuyển hóa T-N khá cao, ngoài ra hệ thống

còn giảm khả năng bay hơi amoni. Sinh khối thực vật và khả năng tích lũy dinh dưỡng

trong hệ thống cũng tương đối lớn. Với tải lượng COD khoảng 590 kg/ha/.ngày, sản

lượng cỏ Tiflon (Cynodon dactylon) thu được đạt khoảng 68,3 tấn/ha, hàm lượng T-N

tích lũy trong cây khoảng 2043 kg/ha. Trong công bố khác của Hunt và cs (1999) [60]

với hệ thống trồng hỗn hợp Typha latifolia và Sparganium americanum, hàm lượng T-

N tích lũy là 428 kg/ha và 338 kg/ha.năm trong hệ thống xử lý nước thải chăn nuôi

lợn.

Một nghiên cứu khác của Poacha (2004) [42] về hệ thống đất ngập nước trồng

cỏ Nến theo kiểu đầm lầy kết hợp với ao để xử lý nước thải chăn nuôi lợn trang trại

trong suốt 2 giai đoạn thí nghiệm mùa đông và mùa hè. Phân tích cho thấy hệ thống đã

loại trung bình 35 - 51% TSS, 30 - 50% COD, 37 - 51% TN và 13 - 26% TP; đặc biệt

hiệu quả xử lý với các thông số COD, N thay đổi đáng kể giữa mùa hè và mùa đông.

Hiệu quả loại bỏ có xu hướng giảm khi giảm nhiệt độ và tăng lượng mưa. Nghiên cứu

này cho thấy ngoài việc thiết kế hệ thống, quy trình vận hành… thì các yếu tố môi

trường cũng có những ảnh hưởng nhất định tới hiệu quả xử lý của hệ thống này.

Harrington and McInnes (2009) [45], sử dụng công nghệ sinh thái với cây thủy

sinh kết hợp với công nghệ khác trong quản lý nước thải chăn nuôi đạt được các mục

tiêu xã hội, kinh tế và môi trường. Kết quả hoạt động 8 năm của 12 hệ thống như vậy ở

36

Ireland đã chứng minh hiệu quả và tính bền vững của loại công nghệ này. Hiệu quả

loại tổng số phốtpho và amôni tương ứng là 95 và 98%.

Lee và cs (2014) [46], để đánh giá sự thay đổi và cân bằng N trong hệ thống đất

ngập nước tác giả đã nghiên cứu và đánh giá hệ thống đất ngập nước tại thành phố

Nonsan của Hàn Quốc trong 4 năm (từ năm 2008 đến năm 2012). Hệ thống đất ngập

nước này là khâu xử lý cuối cùng của hệ thống xử lý nước thải chăn nuôi lợn tại trang

trại 30.000 lợn. Hệ thống rộng 4492 m2, chia làm 6 ngăn, trồng 2 loại TVTS chính là

Sậy và Lau. Kết quả nghiên cứu cho thấy rằng hiệu quả xử lý TN đạt 20%, NH4+- N

đạt 27%, tải lượng nitơ trung bình ở dòng vào là 37.819 kg/năm và khoảng 45% trong

số đó đã thoát ra ngoài hệ thống cùng nước thải, các quá trình khử nitơ lên tới 34% của

nitơ đầu vào, 7% nitơ được tích lũy trong đất và trầm tích, chỉ có 1% nitơ đầu vào

được thực vật thủy sinh hấp thụ. Để nâng cao loại bỏ chất dinh dưỡng bởi sự hấp thu

của thực vật thì có thể tăng thêm các loài thưc vật trong hệ thống đất ngập nước.

Zhang và cs (2017) [48], sử dụng hệ thống đất ngập nước dòng chảy ngầm để

xử lý nước thải chăn nuôi lợn trong khí hậu lạnh ở Nhật Bản. Hệ thống đã loại bỏ

COD khoảng 90%, TN khoảng 62%. Nghiên cứu đã chứng minh rằng hệ thống xử lý

này có hiệu quả loại bỏ chất ô nhiễm tích cực và duy trì lâu dài, hiệu quả đạt được

ngay cả trong điều kiện khí hậu cực kỳ lạnh và nhiều năm sau khi xây dựng.

Như vậy, qua tổng hợp phân tích về tình hình nghiên cứu xử lý chất thải nói

chung và chất thải từ ngành chăn nuôi, nhất là chăn nuôi lợn quy mô trang trại (bảng

1.9), có thể thấy:

Những nước phát triển như Mỹ, Pháp, Nhật Bản, Đức, Hàn Quốc,... là những

nước khai thác sớm nhất và triệt để nhất ưu điểm của TVTS trong việc phát triển các

công nghệ xử lý nước thải nói chung và nước thải chặn nuôi lợn nói riêng.

Nghiên cứu ứng dụng các loại hình CNST với TVTS trong xử lý nước thải chăn

nuôi trên thế giới từ rất sớm và phát triển rất thành công. Nhiều nhà khoa học trên

nhiều lãnh vực khác nhau đã có những nghiên cứu sâu và rộng, không chỉ dừng lại ở

nghiên cứu thử nghiệm quy mô nhỏ mà có nhiều nghiên cứu về lựa chọn công nghệ và

xây dựng mô hình triển khai vào thực tế quy mô lớn (hệ thống xử lý dùng TVTS với

diện tích từ hơn 200 m2 đến 15 ha).

Các loại hình công nghệ phổ biến là công nghệ dòng chảy bề mặt và công nghệ

dòng chảy ngầm. Ở châu Âu phổ biến là kết hợp giữa chảy mặt và chảy ngầm.

Các loại TVTS được sử dụng phổ biên là: Sậy, Lau, cỏ Vetiver, Thủy trúc, Bèo

tây, cỏ Nến, Cói.

Ứng dụng CNST sử dụng TVTS để xử lý nước thải thân thiện với môi trường,

chi phí thấp, dễ vận hành, hiệu quả xử lý cao, ổn định (hiệu quả xử lý COD dao động

từ 30 - 68,1%, TN dao động từ 20 - 98%, TP dao động từ 13 - 95 %).

1.4.2. Tình hình nghiên cứu trong nước

http://www.tandfonline.com/author/Zhang%2C+Xiaomeng

37

Các nghiên cứu sử dụng TVTS để xử lý nước thải và xử lý nước thải chăn nuôi

lợn trong nước được trình bày ở bảng 1.10.

Ở Việt Nam, các nghiên cứu về khả năng xử lý nước thải của một số loài TVTS

đã được tiến hành từ những năm 1985, Trần Hiếu Nhuệ và Trần Đức Hạ (1985) [61]

đã có một số nghiên cứu ban đầu về việc xử lý nước thải Hà Nội bằng phương pháp

lắng kết hợp với hồ sinh học. Lâm Minh Triết (1990) [62] nghiên cứu áp dụng hệ

thống hồ sinh học ba bậc với thực vật nước để xử lý bổ sung nước thải nhiễm dầu

trong điều kiện Việt Nam.

Nguyễn Việt Anh và cs (2005) [63], đã nghiên cứu xử lý nước thải sinh hoạt

(sau bể tự hoại) bằng bãi lọc ngầm trồng cây dòng chảy thẳng đứng với cây thử

nghiệm là cỏ Nến (Typha orientalis), Sậy (Phragmites communis), Thuỷ trúc (Cyberus

involucratus), Phát lộc (Dracaena fragrans). Hiệu quả xử lý nước của hệ thống khá tốt

và ổn định. Tác giả cho rằng công nghệ này phù hợp với qui mô hộ hay nhóm hộ gia

đình, điểm du lịch, dịch vụ, trang trại,... của nước ta.

Dương Đức Tiến và cs (2006) [64], nghiên cứu xây dựng mô hình hệ thống đất

ngập nước nhân tạo (kết hợp xử lý kị khí, ao thực vật nổi và mương trồng Sậy) để xử

lý nước thải sinh hoạt tại thành phố Việt Trì. Với thời gian lưu 7 ngày cho hiệu quả xử

lý tốt, nước sau xử lý có COD và BOD dưới ngưỡng cho phép, không còn mùi hôi

Trần Văn Tựa và cs (2008) [65], sử dụng Sậy và cỏ Vetiver trong xử lý nước

thải chứa Crôm và Niken theo phương pháp vùng rễ ở quy mô pilôt (73 lít/ ngày), thời

gian lưu 7 ngày cho hiệu suất xử lý đạt trên 70% với Ni và trên 90% với Cr6 và Cr3.

Nước sau xử lí đạt TC - B của TCVN 5945 - 2005 trở lên xét theo hàm lượng Ni, Cr3,

Cr6, TN, TP và COD.

Trần Văn Tựa và cs (2010) [66], sử dụng 4 loại TVTS Bèo tây, Rau muống,

Ngổ trâu, Cải xoong để xử lý nước hồ phú dưỡng tại khu thực nghiệm Cổ Nhuế. Hệ

thống xử lý là các mương dài nông (dài 4,6m, rộng 0,8m, sâu 0,2m) trồng cây cho

nước chảy qua. So với đối chứng, hiệu suất xử lý TN tăng từ 2,10 đến 3,19 lần. Với

các chỉ số: TSS, TP, COD và Chl.a, hiệu suất tăng tương ứng là 2,85 - 3,32; 1,87 -

2,14; 2,03 - 4,88 và 2,54 - 2,89 lần. Khi hệ thống hoạt động liên tục, hiệu suất loại bỏ

Chl.a, TSS, TN, TP, COD tương ứng là 64 - 91%, 53 - 83%, 20 - 32%, 42 - 67%, 49 -

64%. Nước đầu ra có lượng T.coliform giảm 6 - 10 lần và đạt mức A về chất lượng

nước mặt theo QCVN08 - 2008/BTNMT của Bộ Tài nguyên và môi trường. Dẫn liệu

trên đây là khả quan cho việc mở rộng thực nghiệm hiện trường nhằm ứng dụng hệ

thống TVTS trong xử lý nước ao hồ phú dưỡng trong điều kiện nước ta.

Trần Văn Tựa và cs (2011) [67], sử dụng Bèo tây và Bèo cái để xử lý nước thải

chế biến thủy sản. Ở quy mô pilot 200 lít/ngày, hiệu suất làm sạch của Bèo tây là

78,05% với COD, 33,43% với TN và 44,47% với TP, trong khi Bèo cái làm sạch được

68,03% COD, 26,76% TN và 20,61% TP. Quy trình xử lý nước thải chế biến thủy sản

38

bằng hệ thống thực vật nổi ở quy mô pilôt đã vận hành tốt và bước đầu thu được kết

quả khả quan. Sau khi được xử lý qua quy trình, lượng COD, TN và TP trong nước

thải bị loại bỏ với hiệu suất lần lượt là 93,14%, 50,53% và 55,92%. Nước thải sau xử

lý đạt tiêu chuẩn thải loại A theo TCVN 5945 - 2005 xét về hàm lượng COD, TN, TP

và Coliform.

Phạm Huy Khánh và cs (2012) [68], sử dụng Bèo tây để xử lý nước thải sinh

hoạt quy mô 30 và 50 lít/ngày (tương ứng 300 và 500 m3/ha ngày), hiệu quả xử lý như

sau: chất rắn lơ lửng đạt 90 - 95%, COD, BOD5 đạt 70%, TP giảm tới 75%, TN giảm

tới 88% và chất lượng nước sau xử lý đạt mức A theo QCVN 14: 2008/BTNMT và

QCVN 40: 2011/BTNMT.

Lê Tuấn Anh và cs (2013) [69], tại Công ty cổ phần xuất khẩu thủy sản Quảng

Ninh 2 đã xây dựng hệ thống xử lý nước thải với quy mô 20 m3/ngày bao gồm 02 bãi

lọc trồng cây dòng chảy thẳng đứng (trồng Sậy, Cói) kết hợp với 02 bãi lọc trồng cây

dòng chảy ngang (trồng Sậy, Cói) và có bể tiền xử lý vi sinh vật hiếu khí tạo thành hệ

thống bãi lọc tổ hợp. Nước thải sau toàn bộ hệ thống xử lý đạt tiêu chuẩn cột B –

QCVN 11:2008/BTNMT. Hiệu quả xử lý của hệ thống bãi lọc trồng cây như sau:

COD đạt 70,5%, BOD5 đạt 76 %, TN đạt 63,4%, TP đạt 30%.

Nguyễn Thành Lộc và cs (2015) [70], sử dụng ba loại TVTS được chọn là cây

Thủy trúc, Bèo tây và Bèo Tai tượng để xử lý nước thải sinh hoạt với tổng thể tích bể

120 lít. Kết quả nghiên cứu cho thấy cả ba loại TVTS đều xử lý tốt hầu hết các chất ô

nhiễm trong nước thải sinh hoạt thông qua các chỉ tiêu pH, EC, DO, độ đục, COD,

BOD5, TKN, TP và tổng Coliform. Hiệu suất xử lý của 3 TVTS ở ngày 30 rất cao

Thủy trúc đạt 98,88% với TP, 71,37% với TKN; Bèo tây đạt 97,75% với TP, 58,38%

với TKN và Bèo Tai Tượng đạt 95,81% với TP, 65,6% với TKN. Hiệu suất xử lý COD

của ba loại TVTS dao động trong khoảng 61,19 - 83,17%, hiệu suất xử lý tổng

Coliform của cả ba loại TVTS rất cao dao động từ 93,19 - 99,96%.

Nguyễn Hồng Sơn (2016) [71], nghiên cứu ứng dụng các loài TVTS để xử lý

nước nuôi trồng thủy sản (5 loại TVTS: Bèo tây, Thủy trúc, Sậy, cỏ Vetiver, Rong

biển). Sau 60 ngày thí nghiệm Bèo tây, Sậy xử lý các chất ô nhiễm đạt hiệu quả cao.

Với thí nghiệm sử dụng Bèo tây, hiệu quả xử lý TSS đạt 87,58 – 95,38%, COD đạt

61,76 – 85,53, TN đạt 72,43 – 97,4%, TP đạt 93,32 – 99,21%. Với thí nghiệm sử dụng

Sậy hiệu quả xử lý TSS đạt 99,56 – 99,96%, COD đạt 89,05 – 98,1%, TN đạt 97,4 –

99,32%, TP đạt 89,98 – 97,45%. Kết quả nghiên cứu cho thấy để xử lý các chỉ tiêu ô

nhiễm trên có thể sử dụng bèo non lượng 4,0 kg/m2, Sậy trưởng thành ở mật độ 25

cây/m2 sẽ cho hiệu quả xử lý cao nhất và tiết kiệm nhất.

Như vậy ở Việt Nam, các nghiên cứu về khả năng xử lý nước thải của một số

loài TVTS đã được tiến hành từ những năm 1985. Tuy nhiên, nghiên cứu công nghệ

liên quan đến xử lý nước thải chăn nuôi lợn mới được chú ý trong những năm gần đây.

39

Đặng Xuyến Như và cs (2005) [72], xử lý nước thải chăn nuôi lợn qui mô pilôt

bằng biện pháp kết hợp giữa hệ thống kỵ khí dòng chảy ngược (UASB) với máng

TVTS kích thước 5 x 0,6 x 0,45 m thả Bèo tây (hay chính là hệ đất ngập nước dòng

chảy mặt trồng Bèo tây) trong 8 tuần thí nghiệm cũng đạt được những kết quả khả

quan. Mặc dù độ pH của nước vào khá thay đổi nhưng nước sau khi xử lý qua UASB

và đặc biệt là đất ngập nước thả Bèo tây có độ pH ổn định tốt và đạt 6,8 - 6,9, không

phát hiện sự thay đổi đột ngột của pH trong suốt thời gian theo dõi. Khả năng loại bỏ

TSS, COD qua tháp UASB cao, đạt tương ứng 80%, 70 - 80% và sau khi qua xử lý với

Bèo tây hiệu quả loại bỏ của toàn hệ thống đạt trên 90% với cả hai thông số, khả năng

loại bỏ N, P đạt tương ứng 70% N- NH4+, 58 - 65% lượng PO4

3-. Với diện tích bề mặt

thả Bèo tây chỉ là 3 m2 trong khi lưu lượng nước qua máng là 700 L/ngày.đêm, tương

ứng với 230 L/m2.ngày có thể thấy ngay hiệu quả làm sạch thứ cấp của hệ đất ngập

nước nhân tạo dòng chảy bề mặt thả Bèo tây này.

Trương Thị Nga (2009) [73], nghiên cứu hiệu quả xử lý nước thải chăn nuôi

bằng Sậy (Phragmites spp.). Kết quả cho thấy hiệu suất xử lý nước thải của Sậy đối

với tổng lân là 93,78%, photpho là 93,57%, amonia là 64,08% và COD là 36,39%. Kết

thúc thí nghiệm, trọng lượng tươi trung bình của Sậy tăng 3 lần, chiều cao cây tăng 5

lần, chiều dài rễ tăng gần 4 lần. Sinh khối Sậy trung bình trên 1 m2 tăng 9 lần, mật độ

cây tăng 10 lần và số chồi tăng thêm 11 chồi/cây so với ban đầu. Ở thời điểm kết thúc

thí nghiệm (sau 182 ngày), khi thu hoạch sinh khối Sậy đã lấy đi 161,62 gN/m2, 13,42

gP/m2 và 317,03 gC/m2.

Trương Thị Nga và cs (2010) [74], nghiên cứu hiệu quả xử lý nước thải chăn

nuôi bằng cây Rau ngổ và cây Bèo tây. Hiệu suất xử lý nước thải của Rau ngổ đối với

độ đục là 96,94%; COD là 44,97%; TN là 53,60% và TP là 33,56%. Các số liệu tương

ứng thu được với Bèo tây là: 97,79%; 66,10%; 64,36% và 42,54%.

Trịnh Quang Tuyên và cs (2011) [75], nghiên cứu xử lý nước thải chăn nuôi lợn

thải bằng chế phẩm EM thứ cấp và Bèo tây làm giảm các chỉ số COD, BOD, P, NO3,

coliform đến mức cho phép của TCN 678 - 2006 (COD = 400 mg/L). Xét về hiệu suất

xử lý nước thải bằng Bèo tây cho thấy: NO2- có hiệu suất xử lý cao nhất (99,6%), thấp

nhất là NO3-(55,4%), COD, BOD và TP hiệu suất xử lý tương ứng 67,8%, 69,1% và

65,4%.Tuy nhiên, nước sau xử lý chỉ đáp ứng tiêu chuẩn ngành loại B cho nước thải

khi quy mô dưới 100 lợn. Mặt khác, với 2000 đầu lợn cần ao 16.000 m3 tức là thời

gian lưu quá dài đồng nghĩa với diện tích đất sử dụng lớn.

Dư Ngọc Thành (2013) [76], nghiên cứu khả năng xử lý nước thải chăn nuôi

bằng bãi lọc ngầm trồng cây. Sau khi xây dựng mô hình với công thức 6 vật liệu gồm:

Sỏi to + đá nhỏ + nền (nền = cát to + cát mịn + mùn bán phân hủy + sét hạt mịn), hệ

40

thực vật bao gồm 4 loại TVTS: Thủy trúc, Phát lộc, Mon nước, Chuối hoa. Nước sau

xử lý ở cả 3 tải trọng thủy lực 20 lít/ngày, 30 lít/ngày, 40 lít/ngày đều đạt QCVN

40:2011/BTNMT, cột B.

- Tải trọng 20 lít/ngày: Sau 7 ngày, hiệu suất xử lý COD đạt 85,08%, BOD đạt

94,12%, TN đạt 94,99%, TP đạt 95,76%, TSS đạt 90,12%.





Như vậy tải trọng 40 lít/ngày là tải trọng tối ưu trong các tải trọng nghiên cứu.

Trần Thị Kim Thúy và cs (2016) [77], đánh giá chất lượng nước thải từ các trại

nuôi bò qua hai hình thức xử lý bằng Bèo tây và ruộng cỏ Mồm, được tiến hành từ

tháng 09 đến tháng 12 năm 2015 trên hai trại bò ở thành phố Cao Lãnh, tỉnh Đồng

Tháp. Các chỉ tiêu chất lượng nước được nghiên cứu bao gồm: Nhiệt độ, pH, EC, DO,

COD, BOD5, N-NH3, phốt pho. Kết quả phân tích mẫu nước tại các vị trí ngay điểm

thải, trong ao và sông nơi tiếp nhận nguồn nước thải như sau: Cả hai hình thức xử lý

nước thải bằng Bèo tây và ruộng cỏ Mồm đều cải thiện được chỉ tiêu nhiệt độ, pH, EC

và DO. Hiệu suất xử lý của ruộng cỏ Mồm đối với chỉ tiêu EC là 79,1% (đợt 1), 79,9%

(đợt 2), COD là 45,0% (đợt 1), 33,8% (đợt 2), BOD5 là 61,5% (đợt 1), 65,2% (đợt 2),

N-NH3 là 94,2% (đợt 1), 94,5% (đợt 2), phốt pho là 94,4% (đợt 1), 95,1% (đợt 2). Hiệu

suất xử lý của lục bình đối với chỉ tiêu EC là 65,3% (đợt 1), 65,9% (đợt 2), COD là

57,1% (đợt 1), 62,8% (đợt 2), BOD5 là 68,9% (đợt 1), 62,4% (đợt 2), N-NH3 là 99,7%

(đợt 1), 99,5% (đợt 2), phốt pho là 82,0% (đợt 1), 83,9% (đợt 2). Chất lượng nước thải

đầu ra của hai hình thức xử lý nước thải đều đạt tiêu chuẩn nước thải loại A theo tiêu

chuẩn nước thải QCVN 40:2011-BTNMT. Cả hai hình thức xử lý đều có hiệu quả cao

đối với các chỉ tiêu tiêu EC, N-NH3 và phốt pho. Nhưng hình thức xử lý nước thải

bằng ruộng cỏ Mồm tỏ ra thích hợp hơn đối với trại nuôi bò vì sinh khối có thể tận

dụng làm thức ăn.

41

Bảng 1.10. Tình hình nghiên cứu sử dụng TVTS trong xử lý nước thải ở Việt Nam

TT Năm Tác giả Loại hình công

nghệ Đối tượng xử lý

Quy mô công

nghệ TVTS sử dụng Hiệu quả Xử lý (%) TLTK

I Xử lý nước thải

1 2006 Nguyễn Việt Anh và cs

Bằng bãi lọc

ngầm trồng cây

dòng chảy thẳng

đứng

Nước thải sinh

hoạt (sau bể tự

hoại)

Sậy, Thủy trúc,

Cỏ nến, Pháp lộc

Hiệu quả xử lý nước của hệ thống

khá tốt và ổn định. công nghệ này

phù hợp với qui mộ hộ hay nhóm

hộ gia đình, diểm du lịch, dịch vụ,

trang tại.. của nước ta

[63]

2 2008 Trần Văn Tựa và cs Công nghệ dòng

chảy ngầm

Xử lý nước thải

chứa Crôm và

Niken

Quy mô pilôt 73

lít/ngày Sậy, cỏ Vetiver

Trên 70% với Ni và trên 90% với

Cr6 và Cr3

[65]

3 2010 Trần Văn Tựa và cs CN dòng chảy

trên bề mặt

Xử lý nước hồ

phú dưỡng

Mương dài: Dài x

rộng x sâu:4,6 x

0,8 x 0,2m

Bèo tây, Rau

muống, Ngổ trâu,

Cải xoong

Chl.a: 64-91%, TSS: 53-83%,

TN: 20-32%, TP: 42-67%, COD:

49-64%.

[66]

4 2011 Trần Văn Tưa và cs Hệ thống thực vật

nổi

Nước chế biến

thủy sản

Quy mô pilot 200

lít/ngày

Bèo tây và Bèo

cái

COD: 93,13%, TN: 50,52%và TP:

55,92%

[67]

5 2012 Phạm Huy Khánh và cs Hệ thống thực vật

nổi

Nước thải sinh

hoạt 30 và 50 lít/ngày Bèo tây

TSS: 90 ÷ 95%, COD: 70%, TP:

75%, TN: 88% [68]

6 2013 Lê Tuấn Anh

Bãi lọc dòng chảy

ngang kết hợp bãi

lọc dòng chảy

thẳng đứng

Nước thải chế

biến thủy sản 20 m3/ngày Sậy, Cói

COD: 70,5%, BOD5 t 76 %, TN:

63,4%, TP: 30%

[69]

42

7 2015 Nguyễn Thành Lộc và

cs

Hệ thống thực vật

nổi và dòng chảy

ngầm

Nước thải sinh

hoạt Bể 120 lít

Thủy trúc, Bèo

tây và Bèo Ta

tượng

COD: 61,19 - 83,17%, tổng

Coliform: 93,19 - 99,96%.

[70]

8 2016 Nguyễn Hồng Sơn -

Nước nuôi trồng

thủy sản (tôm,

ca tra)

Bể thí nghiệm (60

ngày)

Bèo tây, Thủy

trúc, Sậy, cỏ

Vetiver, Rong

biển

Bèo tây TSS: 87,58 – 95,38%,

COD: 61,76 – 85,53, TN: 72,43 –

97,4%, TP: 93,32 – 99,21%. Sậy

TSS: 99,56 – 99,96%, COD:

89,05 – 98,1%, TN: 97,4 –

99,32%, TP: 89,98 – 97,45%

[71]

II Xử lý nước thải chăn nuôi

1 2005 Đặng Xuyến Như và cs

Kết hợp giữa hệ

thống kỵ khí dòng

chảy ngược

(UASB) và hệ

thống TVTS dòng

chảy mặt


nuôi lợn

Qui mô pilôt: 700

L/ngày.đêm Bèo tây

TSS: 90%, COD: 90%, N- NH4+:

70 %, PO43-: 58-65%

[72]

2 2009 Trương Thị Nga và cs Nước thải chăn

nuôi lợn Sậy

TN: 93,78%; TP: 93,57%;

amonia: 64,08%và COD: 36,39%. [73]

3 2010 Trương Thị Nga và cs Nước thải chăn

nuôi lợn Rau ngổ, Bèo tây

- Ngổ: Độ đục 96,94%; COD:

44,97%; TN: 53,60%, TP:

33,56%.

- Lục bình: Độ đục 97,79%;

COD: 66,10%; TN: 64,36%, TP:

42,54%

[74]

4 2011 Trịnh Quang Tuyên và

cs

Chế phẩm EM thứ

cấp và bèo lục

bình


nuôi lợn

Qui mô dưới 100

lợn Bèo tây

NO2-: 99,6%, NO3: 55,4%, COD:

67,8%, BOD: 69,1% và P:

65,4%.

[75]

43

5 2013 Dư Ngọc Thành Công nghệ dòng

chảy ngầm


nuôi lợn

20lít/ngày,

Thủy trúc, phát

lộc, mon nước,

chuối hoa

COD: 85,08%, BOD: 94,12%, TN:

94,99%, TP: 95,76%, TSS: 90,12%

[76] 30 lít/ngày

COD: 83,59%, BOD: 92,06%,

TN: 93,09%, TP: 95,08%, TSS:

89,78%

30 lít/ngày

COD: 81,15%, BOD: 91,91%,

TN: 92,96%, TP: 95,02%, TSS:

89,65%.

6 2016 Trần Thị Kim Thúy và

cs

Công nghệ dòng

chảy mặt


nuôi bò

Bèo tây

EC: 65,3% (đợt 1), 65,9% (đợt 2);

COD: 57,1% (đợt 1), 62,8% (đợt

2); BOD5: 68,9% (đợt 1), 62,4%

(đợt 2); N-NH3:

99,7% (đợt 1), 99,5% (đợt 2);

phốt pho: 82,0% (đợt 1), 83,9%

(đợt 2)

[77]

Khoai môn

EC: 79,1%

(đợt 1), 79,9% (đợt 2); COD:

45,0% (đợt 1), 33,8% (đợt 2);

BOD5: 61,5% (đợt 1),

65,2% (đợt 2); N-NH3: 94,2%

(đợt 1), 94,5% (đợt 2); phốt pho:

94,4% (đợt 1), 95,1%

(đợt 2)

44

Nhìn chung, các nghiên cứu ứng dụng các loại hình CNST với TVTS trong xử

lý nước thải chăn nuôi ở Việt Nam còn rất ít ỏi, mới dừng lại ở nghiên cứu thử nghiệm

qui mô nhỏ từ vài chục lít đến dưới 1 m3. Các loại hình công nghệ áp dụng chủ yếu là

công nghệ dòng chảy mặt và công nghệ dòng chảy ngầm. Hiệu quả xử lý COD dao

động từ 36,4% đến 90%, TN dao động từ 53,6% đến 95%, TP dao động từ 33,6% đến

95%. Thời gian thử nghiệm mô hình xử lý ngắn, chưa có nghiên cứu về lựa chọn công

nghệ và xây dựng mô hình triển khai vào thực tiễn đủ độ tin cậy để đưa công nghệ vào

thực tế.

Nhu cầu xử lý nước thải chăn nuôi lợn ở Việt Nam hiện nay rất cao, tính đến

tháng 10/2016 đàn lợn cả nước có 29 triệu con tăng 4,5% so với năm 2015 [5]. Hiện

nay, hầu hết việc xử lý chất thải chăn nuôi ở các trang trại là thông qua hệ thống xử lý

biogas, nhưng hệ thống này hầu hết chưa đủ công suất đáp ứng nhu cầu xử lý toàn bộ

chất thải mà chỉ đạt được 50 - 70% lượng chất thải của trang trại [1]. Một số trang trại

đã có hầm biogas, có hệ thống xử lý chất thải nhưng hệ thống vận hành không hiệu

quả, chất thải chưa được xử lý triệt để. Theo Porphyre và cs (2006), việc sử dụng bể

biogas tại các trang trại chăn nuôi thuận tiện cho sử dụng chất thải và khai thác nguồn

năng lượng nhưng nước thải sau bể Biogas vẫn còn nhiều chất gây ô nhiễm môi trường

như N và P cần được xử lý trước khi thải vào môi trường [78].

Một trong các công nghệ ứng dụng để giải quyết vấn đề nêu trên là CNST sử

dụng TVTS. Việt Nam là quốc gia có triển vọng cho việc ứng dụng công nghệ sinh

thái sử dụng TVTS trong xử lý ô nhiễm nước thải chăn nuôi lợn do có điều kiện khí

hậu nhiệt đới cùng với hệ thực vật khá phong phú và đa dạng. CNST sử dụng TVTS để

xử lý nước thải chăn nuôi lợn có nhiều ưu điểm so với hệ thống xử lý nước thải thông

thường, trong đó có vấn đề giảm COD, nitơ và photpho đến mức chấp nhận được về

mặt môi trường. Phương pháp này rất thân thiện môi trường, tạo cảnh quan đẹp, rẻ

tiền, dễ vận hành, có thể thu sinh khối làm thức ăn cho chăn nuôi và phù hợp với điều

kiện thực tế của Việt Nam [20, 79].

Như vây luận án cần đặt ra những nghiên cứu ứng dụng CNST sử dụng TVTS

trong xử lý nước thải chăn nuôi lợn ở mức độ cao hơn như:

- Đánh giá khả năng chống chịu và khả năng xử lý nước thải chăn nuôi lợn của

các loại TVTS (Bèo tây, Bèo cái, Sậy, cỏ Vetiver, Thủy trúc, Rau muống, Ngổ trâu) từ

đó tuyển chọn một số loại TVTS phù hợp để ứng dụng cho mô hình ở quy mô pilot.

- Lựa chọn các loại hình công nghệ (công nghệ dòng chảy mặt, công nghệ dòng

chảy ngầm, công nghệ phối hợp) phù hợp cho mô hình xử lý tại hiện trường của các

trang trại chăn nuôi lợn tại Việt Nam.

- Căn cứ vào điều kiện cụ thể của trang trại, tính toán thiết kế, đánh giá hiệu

quả xử lý của mô hình sinh thái sử dụng TVTS để giảm thiểu N, P và COD từ nước

thải chăn nuôi lợn trang trại sau công đoạn xử lý vi sinh vật quy mô pilot (30 m3/ngày)

tại trang trại Hòa Bình Xanh, Lương Sơn, Hòa Bình.

- Định hướng ứng dụng mô hình sinh thái ở quy mô lớn hơn và khả năng nhân

rộng mô hình trong thực tiễn.

45

CHƯƠNG 2. ĐỐI TƯỢNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

2.1. Đối tượng nghiên cứu

Nước thải chăn nuôi lợn đã qua xử lý vi sinh vật.

Nguồn nước thải sử dụng trong nghiên cứu này được lấy từ nước thải sau quá

trình xử lý vi sinh vật tại Trung tâm nghiên cứu lợn Thụy Phương, Viện Chăn nuôi

quốc gia (Từ Liêm, Hà Nội), các thông số chính được trình bày trong bảng 2.1:

Bảng 2.1. Thành phần cơ bản nước thải sau xử lý vi sinh vật tại Trung tâm nghiên cứu

lợn Thụy Phương (Viện Chăn nuôi)

STT Chỉ tiêu

phân tích Đơn vị Giá trị

QCVN

62-MT:2016/BTNMT

Cột A Cột A

1 pH 7,83 – 8,20 6,0 – 9,0 5,5 – 9,0

2 TSS mg/L 5460 – 9450 50 150

3 COD mg/L 776 – 1986 100 300

4 NO3- mg/L 0,65 –1,68 - -

5 NH4+ mg/L 704 – 892 - -

6 PO43- mg/L 46 – 85 - -

7 N-tổng mg/L 745 – 1114 50 150

8 P-tổng mg/L 50 –115,2 - -

Trong các dạng N thì dạng NH4+ là chủ yếu (704 – 892 mg/L) còn dạng NO3

-

là không đáng kể (0,65 – 1,68 mg/L). Lượng NH4+ cao cho thấy cần lưu ý khi nghiên

cứu xử lý với cây thủy sinh vì NH4+ khá độc với sinh vật, với thực vật cũng chịu

được nồng độ nhất định. Dựa vào khả năng chống chịu của TVTS, nước thải đầu vào

được pha loãng và điều chỉnh các thành phần như COD, NO3-, PO4

3-… trước khi tiến

hành thực nghiệm.

Một số loại TVTS có khả năng xử lý nước thải chăn nuôi lợn: Bèo tây (Eichhornia

crassipes), Bèo cái (Pistia stratiotes), Rau muống (Ipomoea aquatica ), Ngổ trâu

(Enydra fluctuans), Cải xoong (Rorippa nasturtium aquaticum), Sậy (Phragmites

australis), Thủy trúc (Cyperus alternifolius) và cỏ Vetiver (Vetiveria zizanioides).

46

2.2. Phương pháp nghiên cứu

2.2.1. Đánh giá khả năng chống chịu và xử lý các tác nhân ô nhiễm

a. Đánh giá khả năng chống chịu:

Trong nghiên cứu này, khả năng chống chịu của TVTS với các hàm lượng

COD, amoni, nitrat và độ pH khác nhau đã được tiến hành.

Thí nghiệm được đặt trong các chậu có dung tích 4 lít và chứa 3 lít môi trường

thuỷ canh. Cây trồng theo phương pháp thủy canh. Thành phần môi trường thủy canh

được trình bày trong bảng 2.2 dưới đây.

Bảng 2.2. Thành phần môi trường thủy canh cho cây

STT Tên hóa chất Khối lượng g/1000L nước pha môi trường

1 Ca(NO3)2,4H2O 118

2 KNO3 606

3 NH4H2PO4 47

4 MgSO4,7H2O 49,2

5 Ca(H2PO4)2,H2O 84

6 Fe,EDTA 20

7 H3PO4 3

8 MnCl2,4H2O 2

9 ZnSO4,7H2O 0,09

10 CuSO4,5H2O 0,04

11 Na2MoO4,2H2O 0,01

12 Ec(mS/cm) 1,4

13 pH 6

Mỗi công thức được lặp lại 3 lần. TVTS dùng cho thí nghiệm là cây sức sống

khoẻ, nhiều rễ, kích thước tương đối đồng đều nhau. Hàng ngày bổ sung lượng nước

bay hơi của các chậu thí nghiệm. Sau 2 tuần cân khối lượng cây để đánh giá sự sinh

trưởng của thực vật ở các hàm lượng COD, N-NH4+, N-NO3

-, và độ pH khác nhau.

Để tạo các hàm lượng COD, N-NH4+ và N-NO3

- khác nhau, sử dùng glucoza,

NH4Cl và KNO3 với các dung dịch mẹ tương ứng là 100 g/l, 10 g/l và 20 g/l và được

chuẩn bị như sau:

+ 1,07 g C6H12O6 = 1 g COD, do đó ta lấy 107 g C6H12O6 hòa vào nước cất sau

đó định mức lên thành 1 lít được dung dịch mẹ có COD = 100 g/l

+ Cân 38,207 g NH4Cl định mức lên 1 lít được dung dịch mẹ có nồng độ NH4+

là 10 g/l.

+ Cân 144,43 g KNO3 định mức lên 1 lít được dung dịch mẹ có nồng độ NO3-

là 20 g/l.

47

Để tạo độ pH khác nhau đã sử dụng NaOH 1N và H2SO4 1N

Các công thức thí nghiệm được trình bày trong bảng 2.3:

Bảng 2.3. Các công thức thí nghiệm khả năng chống chịu

Công thức

Thí nghiệm

Các điều kiện thí nghiệm

Thí nghiệm khả năng chống chịu

pH COD

(mg/L)

N-NH4+

(mg/L)

N-NO3-

(mg/L)

CT1 5 250 50 100

CT2 6 500 100 150

CT3 7 750 150 200

CT4 8 1000 200 250

CT5 9

250 300

b. Thí nghiệm đánh giá khả năng loại bỏ một số yếu tố ô nhiễm trong môi trường

nước thải chăn nuôi lợn

+ Thí nghiệm theo mẻ

Thí nghiệm được đặt trong các chậu có dung tích 6 lít và chứa 4 lít nước thải

chăn nuôi lợn có COD khoảng 250 mg/L. Thí nghiệm được lặp lại 3 lần và có ĐC

không trồng cây. Chọn cây có sức sống khoẻ, nhiều rễ, kích thước tương đối đồng đều

nhau. Hàng ngày bổ sung lượng nước bay hơi bằng nước máy. Định kỳ 7 ngày lấy 100

ml mẫu nước một lần để phân tích sự thay đổi hàm lượng của N-NH4+, P-PO4

3- , T-N,

T-P, COD.

+ Thí nghiệm bán liên tục

Thí nghiệm được đặt trong các chậu có dung tích 6 lít và chứa 4 lít nước thải

chăn nuôi lợn có COD khoảng 250 mg/L. Thí nghiệm được lặp lại 3 lần và có ĐC

không trồng cây. Định kỳ mỗi ngày lấy ra 1 lit môi trường từ chậu thí nghiệm và bổ

sung 1lit môi trường mới với nồng độ tương tự như đầu vào. COD luôn được duy trì

khoảng 250mg/L bằng bổ sung đường glucose. Thời gian lấy mẫu phân tích là 3

ngày/lần, mỗi lần lấy 200 ml mẫu đi phân tích các chỉ tiêu. Các chỉ số phân tích: N-

NH4+, P-PO4

3- , TN, TP, COD trong dung dịch.

48

c. Đánh giá sinh trưởng của thực vật thủy sinh

Thông số đánh giá: Sinh khối tươi của cây trước và sau thí nghiệm. Cân sinh

khối bằng cân phân tích Sartorius (Đức). Để cân, cây được vớt ra khỏi môi trường, để

ráo nước.

2.2.2. Đánh giá khả năng xử lý nước thải chăn nuôi lợn của các loại hình công nghệ

Các loại hình công nghệ đưa vào đánh giá gồm hệ thống thực vật nổi, hệ thống

dòng mặt, hệ thống dòng ngầm và hệ thống dòng phối hợp.

a) Thực nghiệm với hệ thống thực vật lá nổi trồng Bèo tây

Thí nghiệm được tiến hành trong bể (hình 2.1) có kích thước:

CaoBể x DàiBể x RộngBể = 60 cm x 200 cm x 50 cm

Trong đó, ngăn phân phối nước có thể tích:

Caopp x Dàipp x Rộngpp = 10 cm x 20 cm x 50 cm, dung tích 10 lít

Mực nước sâu 40 cm, dung tích xử lý là:

CaoBèo x DàiBèo x RộngBèo = 40 cm x 180 cm x 50 cm, dung tích 360 lít.

Hình 2.1. Sơ đồ thực nghiệm với Bèo tây

Hoạt động của hệ thống: Nước thải được bơm bằng bơm định lượng từ thùng

chứa vào ngăn phân phối nước rồi chảy vào ngăn xử lý thả Bèo tây. Nước sau xử lý sẽ

chảy ra ngoài qua ống thoát theo cơ chế chảy tràn. Hệ hoạt động qua 3 giai đoạn:

- Giai đoạn đưa Bèo tây vào hệ thống: Bèo tây được thả chiếm 4/5 diện tích mặt

nước của bể. Sau khi thả, để bèo ổn định sinh trưởng trong khoảng 2 tuần. Thời gian

này, chỉ cung cấp một lượng nước thải nhỏ định kỳ 1 tuần 1 lần và duy trì mực nước

thấp.

49

- Giai đoạn khởi động: Kéo dài 3 tuần, lưu lượng nước thải đưa vào hệ thống là

50 lít/ngày. Tuần đầu hệ thống chạy với nước được phã loãng tỷ lệ 25% nước thải,

tuần thứ 2 hệ thống chạy với nước thải pha loãng tỷ lệ 50% nước thải, tuần thứ 3 hệ

thống chạy với nước thải pha loãng tỷ lệ 75% nước thải. Giai đoạn này để Bèo tây sinh

trưởng, phát triển bộ rễ, hình thành hệ vi sinh vật cộng sinh vùng rễ đảm bảo cho việc

xử lý hiệu quả.

- Giai đoạn xử lý: Đây là giai đoạn khi Bèo tây đã thích nghi và phát triển hoàn

chỉnh. Nước thải được đưa vào mô hình xử lý với lưu lượng nước thải là 50 lít/ngày và

100 lít/ngày. Định kỳ lấy mẫu phân tích các chỉ tiêu chất lượng nước 1 tuần một lần,

mỗi lần lấy 1 lít mẫu nước đầu vào, 1 lít mẫu đầu ra.

b) Thực nghiệm với hệ thống công nghệ dòng mặt

Hệ thống dòng mặt được thực nghiệm với hai loại TVTS là Sậy và Rau muống.

Hình 2.2. Sơ đồ thực nghiệm hệ thống dòng mặt

Hệ thống là bể có kích thước như hình 2.2 và có lớp đất trồng cây với độ dày 20

cm. Mực nước phía trên phụ thuộc loại cây thực nghiệm. Mực nước là 20 cm với cây

Sậy, 5 cm với Rau muống. Đây là mực nước tốt cho sinh trưởng của cây. Dung tích

chứa nước tương ứng là 180 lít và 45 lít.

Hoạt động của hệ thống: Nước thải được bơm bằng bơm định lượng từ thùng

chứa vào ngăn phân phối nước rồi chảy vào ngăn xử lý trồng cây. Nước sau xử lý sẽ


- Giai đoạn trồng cây: Sậy trồng với mật độ 15 cm x 20 cm, Rau muống trồng

với mật độ 5 cm x 5 cm. Sau khi trồng cần khoảng 2 tuần với Rau muống và 1 tháng

với Sậy để cây bén rễ, ổn định sinh trưởng. Thời gian này, chỉ cung cấp một lượng

nước thải nhỏ định kỳ 1 tuần 1 lần và duy trì mực nước thấp.

50


50 lít/ngày với bể Sậy, 25 lít/ngày với bể Rau muống. Hệ thống chạy tượng tự như giai

đoạn khởi động của mô hình Bèo tây.

- Giai đoạn xử lý: Đây là giai đoạn khi cây đã thích nghi và phát triển hoàn

chỉnh. Nước thải được đưa vào mô hình xử lý với lưu lượng nước thải là 50 lít/ngày và

100 l/ngày với bể Sậy, bể Rau muống là 25 lít/ngày và 50 lít/ngày. Định kỳ lấy mẫu

phân tích các chỉ tiêu chất lượng nước 1 tuần một lần, mỗi lần lấy 1 lít mẫu nước đầu

vào, 1 lít mẫu đầu ra của mỗi bể.

c) Thực nghiệm với hệ thống dòng ngầm

Hệ dòng chảy ngầm được thực nghiệm với hai loại thực vật là Sậy và cỏ

Vetiver.

Thí nghiệm được tiến hành trong bể có kích thước:

CaoBể x DàiBể x RộngBể = 60 cm x 200 cm x 50 cm. Dung tích chứa nước 160

lít. Vật liệu trồng cây là sỏi, đá có kích thước và chia lớp như trong hình 2.3.

Hình 2.3. Sơ đồ thực nghiệm hệ thống dòng ngầm tại pilôt

Hoạt động của hệ thống: Nước thải được bơm từ thùng chứa vào vùng đầu vào

bằng bơm định lượng rồi chảy vào ngăn xử lý trồng cây. Nước sau xử lý chảy ra ngoài

bằng ống thoát thu nước từ đáy. Hệ thống hoạt động qua 3 giai đoạn:

- Giai đoạn trồng cây: Sậy và Vetiver được trồng với mật độ là 15 cm x 20 cm,

sau khi trồng cần khoảng 1 tháng để cây bén rễ, ổn định sinh trưởng. Thời gian này,

chỉ cung cấp một lượng nước thải nhỏ định kỳ 1 tuần 1 lần. Mực nước luôn duy trì

dưới lớp sỏi trên mặt.

51

- Giai đoạn khởi động: 3 tuần, lưu lượng nước thải đưa vào hệ thống là 25

lít/ngày. Hệ thống chạy tượng tự như giai đoạn khởi động của mô hình Bèo tây đã

trình bày ở trên.


chỉnh. Nước thải được đưa vào mô hình xử lý với lưu lượng 25 lít/ngày, 50 lít/ngày và

100 lít/ngày. Định kỳ lấy mẫu phân tích các chỉ tiêu chất lượng nước 1 tuần một lần,

mỗi lần lấy 1 lít mẫu nước đầu vào, 1 lít mẫu đầu ra của mỗi hệ.

d. Thực nghiệm với hệ thống công nghệ phối hợp

Hệ thống phối hợp được thưc nghiệm với hai dạng:

+ Hệ phối hợp Sậy – Bèo tây: Hệ thống thí nghiệm gồm 2 bể, một trồng Bèo tây (hệ

thống thực vật lá nổi), một trồng Sậy (hệ thống dòng mặt). Mỗi bể có kích thước như

sau:

- Thể tích ngăn phân phối: CpxDpxRp = 10 cm x 20 cm x 50 cm, ứng với 10 lít

- Thể tích ngăn trồng Bèo tây: CBxDBxRB= 40 cm x 180 cm x 50 cm, ứng với 360 lít.

- Thể tích ngăn trồng Sậy: CsxDsxRs = 40 cm x180 cm x 50 cm, ứng với 360 lít. Tại

ngăn trồng Sậy do cần đưa đất vào trồng với mức 20 cm nên thể tích nước còn lại chỉ

là 180 lít.

Hoạt động của hệ thống: Nước thải được bơm từ thùng chứa vào ngăn phân

phối rồi chảy vào bể xử lý trồng Bèo tây sau chảy sang bể trồng Sậy. Nước sau xử lý


- Giai đoạn trồng cây: Bèo tây được thả chiếm 4/5 diện tích mặt nước và Sậy

được trồng với mật độ là 15 cm x 20 cm. Sau khi trồng cần khoảng 2 tuần với Bèo tây

và 1 tháng với Sây để cây phục hồi, ổn định sinh trưởng. Thời gian này, chỉ cung cấp

một lượng nước thải nhỏ định kỳ 1 tuần 1 lần và duy trì mực nước thấp.


25 lít/ngày. Hệ thống chạy tượng tự như giai đoạn khởi động của mô hình Bèo tây đã



chỉnh. Nước thải được đưa vào mô hình xử lý với lưu lượng nước thải là 100 lít/ngày.

Bể 1: Bèo tây Bể 2: Sậy

Đầu vào Đầu ra

Hình 2.4. Sơ đồ thực nghiệm hệ phối hợp Bèo tây và Sậy

52

Thời gian lấy mẫu phân tích các chỉ tiêu chất lượng nước là 1 tuần một lần, mỗi lần lấy

1 lít mẫu đầu vào và 1 lít mẫu đầu ra từ mỗi hệ.

+ Hệ phối hợp Sậy, Thủy trúc, Bèo tây và cỏ Vetiver: Hệ thống thí nghiệm gồm 4

ngăn, một ngăn trồng Sậy (hệ thống dòng mặt), một ngăn trồng Thủy trúc, cỏ Vetiver

(hệ thống thực vật nổi trồng bè), một ngăn trồng Bèo tây (hệ thống thực vật lá nổi),

một ngăn trồng cỏ Vetiver (hệ thống dòng chảy ngầm). Mỗi ngăn có kích thước:

Cao x Dài x Rộng = 30 cm x 44 cm x 30 cm

Trong đó:

- Thể tích ngăn trồng Sậy: Cs x Ds x Rs = 28 cm x 44 cm x 30 cm, ứng với 36,96 lít.

Tại modun trồng Sậy cần đưa đất vào trồng với mức 15 cm nên thể tích nước còn lại

chỉ là 17,16 lít.

- Thể tích ngăn trồng Thủy trúc, cỏ Vetiver: C x D x R = 28 cm x 44 cm x 30 cm, ứng

với 36,96 lít.

- Thể tích ngăn trồng Bèo tây: C x D x R = 28 cm x 44 cm x 30 cm, ứng với 36,96lít.

- Thể tích ngăn trồng cỏ Vetiver (dòng ngầm): C x D x R = 28 cm x 44 cm x 30 cm,

ứng với 36,96 lít, tại modun này vật liệu trồng cây là sỏi đá nên thể tích nước còn lại là

10,3 lít.

Hình 2.5. Sơ đồ hệ thống phối hợp Sậy, Thủy trúc, Bèo tây và cỏ Vetiver tại pilot

Hoạt động của hệ thống: Nước thải đầu vào được bơm từ thùng chứa vào ngăn

phân phối rồi chảy vào bể xử lý trồng Sậy, sang bể Thủy trúc, cỏ Vetiver, sang bể Bèo

tây và cuối cùng sang bể cỏ Vetiver rồi ra ngoài.

- Giai đoạn trồng cây: Cây được trồng trước, sau khi trồng cần khoảng 1 tháng

để cây bén rễ, ổn định sinh trưởng. Thời gian này, chỉ cung cấp một lượng nước thải

nhỏ định kỳ 1 tuần 1 lần và duy trì mực nước thấp.

- Giai đoạn khởi động: 3 tuần, lưu lượng nước thải đưa vào hệ thống là 25

lít/ngày. Hệ thống chạy tượng tự như giai đoạn khởi động của mô hình Bèo tây đã


53


chỉnh. Nước thải được đưa vào mô hình xử lý với lưu lượng nước thải là 25 lít/ngày

(tương đương là 47,35 lít/m2.ngày). Thời gian lấy mẫu phân tích các chỉ tiêu chất

lượng nước là 1 tuần một lần, mỗi lần lấy 1 lít mẫu đầu vào, đầu ra các bể.

2.2.3. Đánh giá hiệu quả xử lý nước thải chăn nuôi lợn của mô hình sinh thái

Từ kết quả nghiên cứu về hiệu quả xử lý của từng loại hình công nghệ ở quy

mô Pilôt, khí áp dụng vào thực tế mô hình sinh thải (MHST) là hệ thống phối hợp bố

trí như hình 2.5, MHST bao gồm:

- Dòng chảy bề mặt sử dụng thực vật có rễ bám đáy Sậy

- Hệ thống thực vật lá nổi gồm cỏ Vetiver, Thủy trúc và Bèo tây

- Dòng chảy ngầm trồng cỏ Vetiver

MHST có diện tích tổng cộng là 600 m2 chia thành 3 ngăn, xây trên nền đất

bằng phẳng. Sau khi san ủi, đầm nén tạo mặt bằng, các ngăn được xây tường bao bằng

gạch cao 70 cm, kín đáy, lót chống thấm. Để cho nước thoát, đáy cần hơi nghiêng

(khoảng 0,5°). Nước thải chảy vào ngăn 1, qua ngăn 2, ngăn 3 và ra ngoài ở cuối ngăn

3 sau khi qua dòng ngầm.

2.2.4. Phương pháp phân tích

Phân tích các chất ô nhiễm (NH4+, NO3

-, T-N, PO4-3, T-P, COD, TSS,

coliform...) xác định bằng các phương pháp theo ISO bao gồm:

- TCVN 6491: 1999 (ISO 6060:1989) xác định nhu cầu oxy hoá học (COD);

- TCVN 6625: 2000 (ISO 11923: 1997) xác định chất rắn lơ lửng (TSS) bằng

cách lọc qua cái lọc sợi thuỷ tinh;

- TCVN 6202: 2008 (ISO 6878: 2004) xác định phôt pho - Phương pháp đo phổ

dùng amoni molipdat;

- TCVN 6489: 1999 (ISO 11261: 1995) xác định Nitơ tổng - Phương pháp

Kendan (Kjeldahl) cải biên;

- TCVN 6180: 1996 (ISO 7890 -3: 1988 (E)) xác định Nitrat (N-NO3-) bằng

phương pháp trắc phổ dùng axit sunfosalixylic;

- TCVN 6178: 1996 (ISO 6777:1984 (E)) xác định Nitrit (N-NO2-) bằng phương

pháp trắc phổ hấp thụ phân tử;

- TCVN 5988: 1995 (ISO 5664: 1984) xác định Amoni (N-NH4+) bằng phương

pháp chưng cất và chuẩn độ;

- Các thông số pH, DO, TDS,… được đo trực tiếp tại hiện trường bằng máy đo

đa chỉ tiêu TOA - Nhật Bản.

54

2.2.5. Phương pháp xử lý số liệu

Các số liệu phân tích môi trường sẽ được xử lý bằng phương pháp xác suất

thống kê để đảm bảo các số liệu được sàng lọc và đạt được độ tin cậy cao. Số liệu

được trình bày dưới dạng giá trị trung bình ± độ lệch chuẩn. Sử dụng thuật toán

ANOVA để kiểm tra sự khác biệt có ý nghĩa, mức khác biệt có ý nghĩa thống kê

đề nghị khi giá trị P < 0,05. Sử dụng phần mềm Origin Pro và phần mềm Excel để

vẽ đồ thị.

- Hiệu suất xử lý: Được tính theo công thức sau

C0 - C

H (%) = x 100

C

Trong đó:

C0: Nồng độ đầu vào

C : Nồng độ đầu ra

H: Hiệu suất xử lý

- Thời gian lưu của mỗi hệ thống:

t = (ngày)

Trong đó:

t: Thời gian lưu

V: Thể tích nước chứa trong mỗi hệ thống

Q: Lưu lượng vận hành hệ thống (lít/ngày hoặc m3/ngày)

- Tải trọng: Là đại lượng biểu thị năng lực tải của một đơn vị thể tích trong thời một

ngày, tính bằng công thức sau:

T = (g/m2.ngày)

Trong đó :

T : Tải trọng (g/m2.ngày)

C : Nông độ chất ô nhiễm (mg/L hoặc g/l)

Q : Lưu lượng (lít/ngày hoặc m3/ngày)

S : Diện tích (m2)

V

Q

C x Q

S

55

2.2.6. Thiết bị sử dụng trong nghiên cứu

Các thiết bị chính sử dụng trong nghiên cứu là: Bơm định lượng, bơm công suất

2,5 - 3 m3/h, máy cất nước, bộ cất đạm, cân kỹ thuật, máy cầm tay Oxi 330 WTW -

Đức, máy cầm tay pH 320 WTWW - Đức, máy COD Reactor của hãng HACH (Mỹ),

máy đo nhanh các chỉ tiêu thủy lý TOA (Nhật Bản), máy quang phổ

(Spectrophotometer) UV – Vis 2450 của hãng Shimadzu (Nhật Bản).

56

CHƯƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN

3.1. Khả năng chống chịu và xử lý ô nhiễm nước thải chăn nuôi lợn sau giai đọan

xử lý vi sinh vật qui mô phòng thí nghiệm

3.1.1. Khả năng chống chịu một số yếu tố môi trường của thực vật thủy sinh

Sinh trưởng và phát triển của thực vật nói chung và TVTS nói riêng chịu ảnh

hưởng của nhiều yếu tố môi trường như: Điều kiện khí hậu, độ pH, hàm lượng các chất

hữu cơ, vô cơ,... Mỗi yếu tố môi trường lại tác động khác nhau đến thực vật ở những

nồng độ nhất định. Để sử dụng TVTS trong xử lý nước thải hiệu quả nhất, cần tìm hiểu

tác động của một số yếu tố môi trường đặc trưng đến sinh trưởng của cây.

Để có cơ sở cho việc tuyển chọn và ứng dụng TVTS trong xử lý nước thải chăn

nuôi lợn bằng CNST cần đánh giá khả năng chống chịu và xử lý các yếu tố môi trường

quan trọng. Trong nước thải chăn nuôi lợn trang trại hàm lượng chất hữu cơ và chất

dinh dưỡng rất cao trong khi thực vật nói chung và TVTS nói riêng chỉ chịu được đến

nồng độ nhất định. Chính vì vậy trong thí nghiệm này đã tiến hành đánh giá khả năng

chống chiu của TVTS tuyển chọn với nồng độ COD, NH4+ và NO3

-. Trong ba yếu tố

này, NH4+ và NO3

- cũng là chất dinh dưỡng cho TVTS. Ngoài ra, tác giả cũng nghiên

cứu ảnh hưởng của độ pH lên sinh trưởng của các loài lựa chọn vì pH môi trường nước

là nhân tố không chỉ liên quan đến trao đổi chất, hấp thu của TVTS mà còn liên quan

đến sự tồn tại của các ion hòa tan trong môi trường. Hầu hết chất dinh dưỡng thiết yếu

(cả đa và vi lượng) được cây trồng sử dụng dưới dạng ion.

Khả năng chống chịu của các TVTS được đánh giá thông qua sinh trưởng của

TVTS ở các nồng độ khác nhau của chất ô nhiễm trước và sau thí nghiệm.

3.1.1.1. Khả năng chống chịu COD

COD phản ánh mức độ ô nhiễm chất hữu cơ của nước thải. Trong nước thải

chăn nuôi lợn đây là chất ô nhiễm có nồng độ cao nhất. Việc xác định khả năng sinh

trưởng của TVTS trong môi trường có hàm lượng COD khác nhau là hết sức quan

trọng để có thể biết được khả năng chống chịu ô nhiễm của thực vật cũng như việc xây

dựng được quy trình xử lý một cách hiệu quả nhất khi sử dụng các loại thực vật này.

Kết quả đánh giá khả năng chống chịu COD của các thực vật nghiên cứu ở các nồng

độ COD khác nhau được trình bày trong hình 3.1.

Nhìn chung, khả năng chịu COD của thực vật nghiên cứu đều giảm khi tăng

nồng độ COD trong môi trường. Trong 8 loài nghiên cứu, Cải xoong chịu COD kém

nhất. Cải xoong chỉ tăng sinh khối ở CT 250 mg COD/L. Ở CT 500 và 750 mg

COD/L, Cải xoong giảm sinh khối so với ban đầu là 26,2% và 43,5% tương ứng. Cải

Xoong bị chết hoàn toàn ở CT 1000 mg COD/L. Chống chịu tốt là Bèo tây, Thủy trúc

và Ngổ trâu. Ngay ở CT 1000 mg COD/L, Bèo tây tăng 9,4%, Thủy trúc tăng 0,4%

còn Ngổ trâu tuy giảm 7,3% sinh khối nhưng là mức giảm ít nhất so với các cây còn

57

lại. Đứng thứ 4 là cỏ Vetiver, khi cỏ vẫn tăng trưởng ở CT 750 mg COD/L với 2,6%.

Khi tăng lên 1000 mg COD/L, cỏ Vetiver giảm sinh khối so với ban đầu là 9,2%. Các

cây còn lại như Sậy, Rau muống và Bèo cái chỉ tăng trưởng khi môi trường có lượng

COD đến 500 mg/L sau đó đều giảm sinh khối so với ban đầu.

Hình 3.1. Ảnh hưởng của nồng độ COD khác nhau lên sinh trưởng của TVTS

Qua kết quả thí nghiệm (hình 3.1) cho thấy Bèo tây chống chịu COD đến 1000

mg/L, Trần Văn Tựa và cs (2011) [67] cũng thu được kết quả tương tự khí đánh giá

khả năng chống chịu của Bèo tây trong xử lý nước thải hữu cơ giầu nitơ và photpho từ

ngành chế biến thủy sản. Từ hình 3.1 ta thấy Ngổ trâu, Thủy trúc chống chịu COD đến

750 mg/L; Sậy, cỏ Vetiver, Bèo cái chống chịu COD đến 500 mg/L; Rau muống, Cải

Xoong chống chịu COD < 500 mg/L. Liao. X (2000) [80], cũng chỉ ra rằng Vetiver,

Thủy trúc thích hợp cho xử lý nước thải chăn nuôi lợn, có thể chống chịu COD < 1000

mg/L. Xu. J và cs (2010) [81], cũng thu được kết quả tương tự khi đánh giá khả năng

chống chịu COD của Sậy, thí nghiệm được đặt 30 ngày trong xô tại 5 công thức COD:

0, 100, 200, 400 và 800 mg/L. Các công thức nồng độ COD thấp cây Sậy sinh trưởng

và phát triển bình thường, khi tăng nồng độ COD lên cao thì cây sinh trưởng và phát

triển kém hơn, với COD ≥ 400 mg/L đã làm thay đổi sinh lý rõ rệt trong cây Sậy.

Như vậy COD là yếu tố quan trọng ảnh hưởng đến sự sinh trưởng và phát triển

của cây, khi tăng nồng độ COD lên thì tốc độ sinh trưởng của cây chậm và giảm dần,

COD càng cao thì cây sinh trưởng và phát triển càng kém. Các nghiên cứu trong nước

và thế giới về khả năng chống chịu COD của các TVTS còn rất ít ỏi, kết quả nghiên

cứu của thí nghiệm này đã xác định được khả năng chống chịu COD của 8 loại TVTS

nghiên cứu (trình bày trong bảng 3.1).

http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0925857410001643

58

Dựa trên số liệu về sinh trưởng có thể sắp xếp thứ tự chống chịu COD của 8

loài thực vật được nghiên cứu như sau:

Bèo tây, Ngổ trâu, Thủy trúc > cỏ Vetiver > Sậy, Rau muống, Bèo cái > Cải Xoong.

(Theo trật tự này, sự hơn kém là ở vị trí trước và sau trong đó dấu > chỉ sự hơn kém

nhiều, rõ ràng còn dấu “phẩy” chỉ sự hơn kém ít).

3.1.1.2. Khả năng chống chịu NH4+

Nitơ là chất dinh dưỡng quan trọng và cần thiết cho cơ thể thực vật sinh trưởng

và phát triển. Trong nước thải chăn nuôi lợn nhất là nước thải đã qua xử lý yếm khí,

nitơ ở dạng NH4+ có nồng độ rất cao. Mặc dù thực vật có thể đồng hóa NH4

+ nhưng

khi ở nồng độ cao, NH4+ gây độc cho thực vật do một phần NH4

+ sẽ chuyển sang dạng

NH3 rất độc. Dựa vào số liệu nồng độ NH4+ trong nước thải, đã tiến hành thí nghiệm

với 5 nồng độ NH4+ trong khoảng từ 50 – 250 mg/L. Kết quả nghiên cứu về ảnh hưởng

của NH4+ đến sinh trưởng của TVTS được trình bày trong hình 3.2.

Từ hình 3.2 ta thấy khả năng chịu NH4+ của thực vật nghiên cứu cũng khác

nhau. Nếu như NH4+ ở nồng độ 250 mg/L, Bèo tây vẫn sinh trưởng khá tốt với tăng

trưởng đến 30,3% thì Cải xoong, Ngổ trâu, Rau muống và Bèo cái lại không thể tăng

trưởng ở nồng độ này. Số liệu sinh trưởng cho thấy sinh khối giảm đi so với ban đầu là

44,4%, 42,3%, 22,2% và 7,7% tương ứng. Ngay ở nồng độ 150 mg/L, Rau muống và

Ngổ trâu đã giảm sinh khối đến 7,6% và 10,2% tương ứng. Dựa trên số liệu về sinh

trưởng có thể sắp xếp thứ tự chống chịu NH4+ của 8 loài nghiên cứu như sau:

Bèo tây > Sậy, cỏ Vetiver, Thủy trúc > Bèo cái, Cải xoong > Ngổ trâu, Rau muống

Hình 3.2. Ảnh hưởng của nồng độ NH4+ khác nhau lên sinh trưởng của TVTS

59

Từ kết quả thí nghiệm này ta thấy Bèo tây chịu NH4+ trên 250 mg/L, Sậy,

Vetiver, Thủy trúc chống chịu được NH4+ đến 250 mg/L, Bèo cái, Cải xoong chống

chịu NH4+ đến150 mg/L, Rau muống, Ngổ trâu chống chịu NH4

+ đến 100 mg/L.

Nghiên cứu ảnh hưởng của các yếu tố môi trường đến sinh trưởng của TVTS cũng đã

được một số tác giả quan tâm như: Silvana (1994) [82] thấy rằng khi tăng nồng độ nitơ

(sử dụng muối NH4NO3) thì gây ức chế sinh trưởng của Bèo cái, tuy nhiên sự ức chế

này chỉ thể hiện mạnh ở nồng độ NH4+ cao. Nghiên cứu ở Bèo tấm, một loài TVTS

khác, Korner (2001) [83] nhận thấy loại bèo này chịu được nồng độ NH4+ đến 300

mg/L. Tuy nhiên, khi pH tăng đến 9, sinh trưởng của bèo bị ức chế mạnh. Tương quan

pH, nhiệt độ và sự biến đổi giữa NH4+ và NH3 trong môi trường là rất quan trọng. Khi

pH tăng 1 đơn vị, lượng NH3 tăng 10 lần (Emerson 1975). Liao (2000) [80], đã đánh

giá toàn diện về khả năng thích nghi 12 loài TVTS với nước thải chăn nuôi lợn tại

Trung Quốc cũng thu được kết quả như sau: Các loài TVTS chống chịu tốt nhất là cỏ

Vetiver, Thủy trúc và Cói, đây là những loại thích hợp cho xử lý nước thải chăn nuôi

lợn. Cỏ Vetiver, Thủy trúc có thể phát triển được với NH4+ < 250 mg/L, có thể chống

chịu được NH4+ < 390 mg/L. Nghiên cứu của Gupta và cs (2012) [84], sử dụng Bèo

tây, rau Xà lách và cỏ Vetiver để xử lý nước thải cũng chỉ ra rằng Bèo tây, cỏ Vetiver

chống chịu được NH4+ < 250 mg/L.

Như vậy NH4+ là yếu tố quan trọng ảnh hưởng đến sự sinh trưởng và phát triển

của cây, nồng độ NH4+ càng cao thì cây sinh trưởng và phát triển càng kém. Thí

nghiệm này đã xác định được khả năng chống chịu và khoảng nồng độ NH4+ thích hợp

cho sinh trưởng và phát triển tốt của 8 loại TVTS trên (bảng 3.1).

3.1.1.3. Khả năng chống chịu NO3-

Nitrat (NO3-) là một hợp chất cần thiết cho sự sinh trưởng và phát triển của thực

vật. Khi có mặt với hàm lượng cao, NO3- cùng với PO4

-3 thúc đẩy sự phát triển mạnh

mẽ của các loài thực vật. So với amoni, nitrat được coi là ít độc hơn amoni nhưng

không có nghĩa là cây có thể chịu được bất kỳ nồng độ nào.

Kết quả đánh giá ảnh hưởng của NO3- lên sinh trưởng của TVTS ở hình 3.3 cho

thấy, khả năng chịu NO3- của các TVTS nghiên cứu đều cao hơn so với NH4

+.

Ở nồng độ 150 mg NO3-/L, tất cả 08 loài thử nghiệm đều tăng sinh khối so với

ban đầu. Đến 200 mg/L thì Rau muống và Bèo cái đã giảm sinh khối là 3,8% và 13,1%

tương ứng. Chống chịu tốt nhất vẫn là Bèo tây vì ở nồng độ NO3- 300 mg/L Bèo tây

vẫn tăng sinh khối đến 17,6% trong khi các cây: Bèo Cai, Rau muống, Cải xoong, cỏ

Vetiver, Thủy trúc và Sậy đều giảm sinh khối ở mức độ khác nhau. Giảm nhiều nhất là

Bèo cái với 87,2%. Dựa trên số liệu về sinh trưởng có thể sắp xếp thứ tự chống chịu

NO3- của 8 loài nghiên cứu như sau:

Bèo tây, Ngổ trâu, Thủy trúc > Sậy, Cải xoong, cỏ Vetiver > Bèo cái, Rau muống

60

Hình 3.3. Ảnh hưởng của nồng độ NO3- khác nhau lên sinh trưởng của TVTS

Từ hình 3.3 ta thấy Bèo tây, Ngổ trâu, Thủy trúc chống chịu được NO3- đến

300 mg/L; Sậy, Cải xoong, cỏ Vetiver chống chịu NO3- đến 250 mg/L; Bèo cái, Rau

muống chống chịu NO3- đến 200 mg/L. Ayyasamy và cs (2009) [85], cũng chỉ ra rằng

Bèo tây chống chịu được NO3- đến 300 mg/L. Gupta và cs (2012) [84], sử dụng Bèo

tây, rau Xà lách và cỏ Vetiver để xử lý nước thải cũng chỉ ra rằng Bèo tây chống chịu

được NO3- đến 300 mg/L, cỏ Vetiver chống chịu được NO3

- đến 250 mg/L. Liua

(2012) [86], nghiên cứu đặc tính tăng trưởng và khả năng loại bỏ chất dinh dưỡng của

cây trồng trong các vùng đất ngập nước ngầm cũng chỉ ra rằng Sậy phát triển với NO3-

< 250 mg/L.

Như vậy thí nghiệm này đã xác định được khả năng chống chịu và nồng độ

NO3- thích hợp cho cây sinh trưởng và phát triển tốt. Kết quả nghiên cứu này là cơ sở

để đề tài tiến hành nghiên cứu, ứng dụng TVTS trong xử lý nước thải chăn nuôi lợn.

3.1.1.4. Khả năng chống chịu pH

Kết quả đánh giá khả năng chống chịu pH của TVTS được trình bày trong hình 3.4.

Trong khoảng pH nghiên cứu (từ 5 đến 9), kết quả nhận được cho thấy khả

năng chịu pH của các TVTS nghiên cứu rất khác nhau. Trong các thực vật này, khả

năng chống chịu tốt nhất là Bèo tây: Tăng sinh khối từ 11,9% ở pH 5 đến 21,1% ở pH

9, Bèo tây sinh trưởng tốt trong khoảng pH từ 6-8 với tăng trưởng từ 31,6% đến

36,4%. Ở pH 5, Bèo tây sinh trưởng kém nhất (với 11,9% tăng trưởng) sau đến pH 9

với tăng trưởng 21,1%. Cây chịu pH tốt thứ hai là Rau muống và Thủy trúc, khi tăng

http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0925857412001061

61

trưởng ở pH từ 5 đến 9. Chống chịu kém nhất là Cải xoong và Bèo cái khi chỉ chịu

được pH từ 5-8. Ở pH 8, Cải xoong chỉ tăng 3,1% sinh khối, còn con số này ở Bèo cái là

14,0 %. Cả hai loại cây này bị chết ở pH 9.

Hình 3.4. Ảnh hưởng của pH khác nhau lên sinh trưởng của TVTS

Nhìn chung khoảng pH thích hợp cho sinh trưởng của các thực vật nghiên cứu

là pH từ 6 - 8. Có thể sắp xếp khả năng chống chịu pH của các thực vật nghiên cứu

như sau:

Bèo tây, Rau muống, Thủy trúc > cỏ Vetiver, Ngổ trâu > Sậy > Bèo cái, Cải xoong.

Như vây từ kết quả thí nghiệm ta thấy Bèo tây, Rau muống, Thủy trúc chống

chịu được pH từ 5 - 9, Sậy, cỏ Vetiver, Ngổ trâu, Bèo cái, Cải xoong chống chịu pH 5

- 8. Kết quả nghiên cứu này cũng phù hợp với nghiên cứu của Lu, Q (2009) [21],

TVTS phát triển tốt nhất ở khoảng pH từ 5,5 - 8. El-Gendy và cs (2004) [25] cũng chỉ

ra rằng TVTS chống chịu được pH trong khoảng từ 5 -10. Gupta và cs (2012) [84], sử

dụng Bèo tây, rau Xà lách và cỏ Vetiver để xử lý nước thải cũng chỉ ra rằng Bèo tây

xử lý nước thải tốt trong pH từ 6,5 - 8,52. Trần Văn Tựa (2011) [88], nghiên cứu khả

năng chống chịu pH của 5 loại TVTS (Bèo tây, Bèo cái, Rau muống, Cải xoong, Ngổ

trâu cũng thu được kết quả tương tự như: Bèo tây, Rau muống chống chịu được pH từ

5 - 9; Ngổ trâu, Bèo cái, Cải xoong chống chịu pH từ 5 - 8; pH thích hợp cho sinh

trưởng của Bèo tây là pH từ 7-8; Rau muống là pH từ 6 - 8; Bèo cái, Cải xoong, Ngổ

trâu là pH từ 6 - 7.

Như vậy xét chung cả 4 yếu tố trên, Bèo tây là cây chống chịu tốt nhất vì luôn

đứng đầu, tiếp đến cỏ Vetiver, Ngổ trâu, Thủy trúc và Sậy. Đứng ở nhóm cuối là Bèo

62

cái, Rau muống và Cải xoong. Kết quả nghiên cứu khả năng chống chịu một số yếu tố

môi trường của 8 loại TVTS được trình bày trong bảng 3.1.

Bảng 3.1. Khả năng chống chịu một số yếu tố môi trường của các thực vật thủy sinh

STT TVTS pH COD

(mg/L) NH4

+

(mg/L) NO3

-

(mg/L)

1 Bèo tây 5-9 Đến 1000 Trên 250 Trên 300

2 Bèo cái 6-8 Đến 500 Đến 150 Đến 200

3 Sậy 5-8 Đến 750 Đến 250 Đến 250

4 Cải xoong 6-8 Dưới 500 Đến 150 Đến 250

5 Rau muống 5-9 Dưới 500 Đến 100 Đến 200

6 Ngổ trâu 5-8 Đến 750 Đến 100 Đến 300

7 Vetiver 5-8 Đến 750 Đến 250 Đến 250

8 Thủy trúc 5-9 Đến 500 Đến 250 Đến 300

Với khả năng chống chịu như trên, khó có thể sử dụng TVTS để xử lý trực tiếp

nước thải chăn nuôi lợn tập trung khi COD và NH4+ cao. Đây là minh chứng cho ý

tưởng về hệ thống xử lý tích hợp một số phương pháp trong áp dụng công nghệ sinh

học để xử lý nước thải chăn nuôi lợn trang trại qui mô lớn trong đó công nghệ sinh thái

sử dụng TVTS là công đoạn sau cùng.

3.1.2. Hiệu quả xử lý ô nhiễm của các loài TVTS được lựa chọn

Tiếp theo đánh giá về chống chịu, thí nghiệm này đánh giá khả năng xử lý hay

loại bỏ một số yếu tố ô nhiễm môi trường của các TVTS tuyển chọn. Các yếu tố gồm:

COD, Nitơ (NH4+, NO3

- và TN), phốt pho (PO43- và TP) và TSS. Việc đánh giá tiến

hành trong thí nghiệm theo mẻ và thí nghiệm bán liên tục.

3.1.2.1. Hiệu quả xử lý các chất ô nhiễm ở thí nghiệm theo mẻ

a. Hiệu quả xử lý COD ở thí nghiệm theo mẻ

Hiệu quả xử lý COD ở thí nghiệm theo mẻ của TVTS nghiên cứu được trình

bày ở hình 3.5.

Nhìn chung so với đối chứng (ĐC), khả năng xử lý của các thí nghiệm có cây

đều cao hơn, nồng độ COD giảm dần theo thời gian tương ứng với hiệu quả xử lý tăng

dần theo thời gian. Hàm lượng COD ban đầu của thí nghiệm khoảng 250 mg/L. Qua

hình 3.5 ta thấy hiệu quả xử lý COD khác nhau ở từng cây nhưng đều tăng theo thời

gian đồng nghĩa với sự giảm hàm lượng COD trong thí nghiệm. Hiệu quả xử lý cao

trong khoảng 7 và 14 ngày đầu và chậm lại ở những khoảng thời gian sau. Sau 7 ngày

63

thí nghiệm tỷ lệ % loại bỏ COD cao nhất là Bèo tây (73,8%), cao gấp 2,3 lần đối

chứng (31,6%), tiếp theo là Bèo cái (62,33%) còn thấp nhất là cỏ Vetiver (36,7%). Sau

14 ngày, Bèo tây và Bèo cái loại bỏ COD cao với 84,2% và 79,7% còn cỏ Vetiver vẫn

ở vị trí cuối với 52,5%. Sau 28 ngày, Bèo tây và Bèo cái loại bỏ COD cao với 95,4%

và 85,8% trong khi cỏ Vetiver vẫn ở vị trí cuối với 76,9%. Trần Văn Tựa (2007) [88],

nghiên cứu khả năng xử lý COD của Bèo tây và Bèo cái trong thí nghiệm theo mẻ, cho

thấy Bèo tây loại bỏ khá tốt lượng COD trong nước thải chế biến thủy sản với hiệu

suất 73,7% - 88,8% sau 7 ngày và 83,9% - 93,2% sau 14 ngày. Bèo cái cũng thể hiện

tiềm năng xử lý tốt lượng COD trong nước thải với hiệu suất 69,03% sau 7 ngày và

77,6% sau 14 ngày. Hồ Bích Liên (2014) [90], sử dụng cỏ Vetiver để xử lý nước rỉ rác,

sau 4 tuần thí nghiệm hiệu suất xử lý COD của cỏ Vetiver đạt 62,06%. Nghiên cứu

mới đây của Nguyễn Hồng Sơn (2016) [71], đánh giá hiệu quả xử lý nước nuôi tôm và

cá tra bằng Sậy ở thí nghiệm theo mẻ cũng thu được kết quả tương tự, sau 4 tuần thí

nghiệm hiệu quả xử lý COD của Sậy đạt 87,1%.

Hình 3.5. Hiệu quả xử lý COD (%)-Thí nghiệm theo mẻ

Mặt khác qua hình 3.5 ta thấy rằng tỷ lệ loại bỏ COD cao ở tuần đầu (loại bỏ từ

36,9% đến 73,8%), tuần thứ 2 COD loại bỏ dao động từ 9,4% đến 20%, tuần thứ 3

COD loại bỏ dao động từ 6,6% đến 15,9% và giảm xuống thấp nhất ở tuần thứ 4 (loại

bỏ từ 4,0% đến 10,5%). Lượng COD giảm mạnh trong những ngày đầu (sau 7, 14

ngày) và chậm lại ở những ngày sau.

Như vậy kết quả thí nghiệm theo mẻ cho thấy thời gian lưu nước thích hợp để

TVTS có thể xử lý được COD trong nước thải chăn nuôi lợn sau công nghệ xử lý vi

sinh vật lớn nhất mà phù hợp với tình hình thực tế trong các quy trình xử lý nước thải

64

chăn nuôi là 7 – 14 ngày. Dựa vào hiệu quả xử lý COD, có thể sắp xếp các TV nghiên

cứu theo trật tự sau:

Bèo tây, Bèo cái > Ngổ trâu, Sậy > Thủy trúc, Rau muống, Cải xoong > Vetiver

b. Hiệu quả xử lý TSS

Hiệu quả xử lý TSS trong thí nghiệm theo mẻ của TVTS nghiên cứu được trình

bầy ở hình 3.6.

Hình 3.6. Hiệu quả xử lý TSS (%)-Thí nghiệm theo mẻ

Hình 3.6 cho thấy Bèo tây và Bèo cái có khả năng loại bỏ TSS rõ hơn nhóm còn

lại. Cụ thể so sánh khả năng xử lý TSS của Bèo tây so với ĐC cho thấy, trong giai

đoạn 14 ngày đầu của thí nghiệm ĐC chỉ loại bỏ được hơn 30% TSS trong khí ở thí

nghiệm có cây, TSS đã loại bỏ được 50%. Ở giai đoạn sau, ưu thế của thí nghiệm có

cây rõ rệt hơn khi có tới 85% TSS bị loại bỏ, đối với ĐC con số này chỉ là 60%. Điều

này cho thấy vai trò của cây Bèo tây mà cụ thể là bộ rễ đã góp phần quan trọng trong

việc loại bỏ cặn lơ lửng giảm thiểu ô nhiễm môi trường.

Ở Bèo cái, trong giai đoạn 14 ngày đầu của thí nghiệm, ĐC chỉ loại bỏ được

hơn 30% TSS trong khí ở thí nghiệm có cây TSS đã loại bỏ được 48,1%. Ở giai đoạn

sau, ưu thế của thí nghiệm có cây rõ rệt hơn khi có tới 81,1% TSS bị loại bỏ trong khi

ở ĐC con số này chỉ là 60,8%. Trong nhóm 6 cây còn lại sự hơn kém nhau là không

nhiều.

Nếu lấy kết quả sau 28 ngày hoặc số liệu trung bình, có thể thấy trật tự về loại

bỏ TSS của các TVTS như sau:

Bèo tây, Bèo cái > Ngổ trâu, cỏ Vetiver, Sậy, Rau muống, Cải xoong, Thủy trúc.

65

c. Hiệu quả xử lý NH4+

Hiệu quả xử lý NH4+ trong thí nghiệm theo mẻ của TVTS nghiên cứu được trình

bày trên hình 3.7. Nhìn chung so với ĐC không cây khả năng xử lý của các thí nghiệm

có cây đều cao hơn, nồng độ NH4+ giảm dần theo thời gian tương ứng với hiệu quả xử

lý tăng dần theo thời gian.

Hình 3.7. Hiệu quả xử lý NH4+ - thí nghiệm theo mẻ

Qua hình 3.7 ta thấy với nồng độ NH4+ ban đầu khoảng 100 mg/L, thì nồng độ

N-NH4+ giảm mạnh trong khoảng 7 và 14 ngày đầu và chậm lại ở những ngày sau. Có

tới 40-60% NH4+ bị loại trong 7 ngày đầu trong đó Bèo tây loại nhiều nhất với 61,6%

NH4+, tiếp theo là Bèo cái và Ngổ trâu với 50,7% và 47,2% còn thấp nhất là Cải xoong

với 40,6%. Trong các khoảng thời gian sau, Bèo tây luôn ở vị trí dẫn đầu với 82,7%

sau 14 ngày, 97,2% sau 21 ngày và 97,7% sau 28 ngày. Cải xoong có hiệu suất xử lý

thấp nhất ở cả 7 và 14 ngày với 40,6% và 68,8%. Tuy nhiên, sự hơn kém so với các

cây còn lại cũng không quá nhiều, ví dụ ở ngày thứ 14, cỏ Vetiver loại được 72,3%

NH4+ tức là chỉ hơn Cải xoong 1,5%. Vì thế việc sắp xếp sẽ chỉ là tương đối, Số liệu

trung bình cũng cho thấy nhận định trên khi Bèo tây dẫn đầu với 84,8% sau là Bèo cái

và Rau muống 77,9% và 76,4%. Nhóm sau gồm Sậy, Ngổ trâu, Cỏ Vetiver, Thủy trúc

và Cải xoong.

Qua hình 3.7 ta thấy rằng tỷ lệ loại bỏ NH4+ cao ở tuần đầu (loại bỏ từ 41,0%

đến 61,6%), tuần thư 2 NH4+ loại bỏ dao động từ 28,2% đến 41,4%, tuần thứ 3 NH4

+

loại bỏ dao động từ 16% đến 34,8% và giảm xuống thấp nhất ở tuần thứ 4 (loại bỏ từ

66

4,5% đến 15,1%) ngày. Lượng NH4+ giảm mạnh trong những ngày đầu (sau 7, 14

ngày) và chậm lại ở những ngày sau.

Nghiên cứu về hiệu quả xử lý NH4+ của TVTS cũng đã được một số tác giả

quan tâm như: Sooknah và cs (2004) [91], đã nuôi Bèo tây trong thí nghiệm theo mẻ

31 ngày với nước thải phân chuồng nuôi bò sữa đã qua phân hủy yếm khí. Với nước

pha loãng 2 lần có TKN 164 mg/L và SS 487 mg/L, Bèo tây đã loại bỏ amoni 99,6%.

Trần Văn Tựa (2011) [88], đánh giá khả năng sinh trưởng và loại bỏ N của Bèo

tây, Bèo cái, Rau muống, Ngổ trâu và Cải xoong. Sau 8 ngày, Bèo tây loại bỏ NH4+

nhiều nhất trong khoảng 87,1 - 99,6%, tiếp đến là Bèo cái loại bỏ NH4+ trong khoảng

56,7 - 81,1%, Rau muống loại bỏ NH4+ trong khoảng 61,5% - 86,6%, Ngổ trâu loại bỏ

NH4+ trong khoảng 46,4 - 81,2%, thấp nhất là Cải xoong loại bỏ NH4

+ trong khoảng

48,4 - 67,5% sau 10 ngày. Sau 15 ngày Bèo tây, Bèo cái, Rau muống và Ngổ trâu đã

loại bỏ NH4+ rất tốt tương ứng là 97,7%, 94,7%, 93% và 94,6%. Kết quả nghiên cứu

này cao hơn do nồng độ NH4+ đầu vào thấp (dao động từ 10 – 25 mg/L) trong khí thí

nghiệm trên nồng độ NH4+ cao khoảng 100 mg/L.

Võ Trần Hoàng và cs (2014) [92], khảo sát hiệu quả xử lý nước thải sinh hoạt

của Bèo tây và Ngổ trâu, sau 4 tuần Bèo tây và Ngô trâu đã loại bỏ NH4+ tương ứng là

87,5% và 50%.

Như vậy qua kết quả nghiên cứu ta thấy thời gian lưu nước thích hợp để TVTS

có thể xử lý được NH4+ trong nước thải chăn nuôi lợn sau công nghệ xử lý vi sinh vật

lớn nhất mà phù hợp với tình hình thực tế trong các quy trình xử lý nước thải chăn

nuôi là 7 – 14 ngày. Có thể xếp trật tự về khả năng loại bỏ NH4+ như sau:

Bèo tây > Bèo cái, Rau muống> Sậy, Ngổ trâu > Cỏ Vetiver, Thủy trúc, Cải xoong

d. Hiệu quả xử lý tổng Nitơ

Kết quả về hiệu quả loại bỏ TN của TVTS được minh họa ở hình 3.8. Nhìn

chung so với ĐC khả năng xử lý của các thí nghiệm có cây đều cao hơn, TN giảm dần

theo thời gian tương ứng với hiệu quả xử lý tăng dần theo thời gian.

Từ hình 3.8 cho thấy hiệu quả xử lý TN có xu hướng như với loại bỏ NH4+.

Lượng TN loại bỏ khá lớn sau 7 và 14 ngày. Ở ngày thứ 7, có 40,9% (Cải xoong) đến

trên 53,7% (Bèo tây) TN bị loại. Khả năng loại bỏ mạnh nhất là Bèo tây, loại bỏ được

53,7%, cao gấp 2,24 lần đối chứng (23,9%). Ở ngày 14, 21 và 28, Bèo tây vẫn có kết

quả cao nhất. Sau 28 ngày Bèo tây loại bỏ được 92,2% cao gấp 2,02 lần đối chứng

(45,6%). Nghiên cứu trước đây của Sooknah và cs (2004) [91] cũng chỉ ra rằng Bèo

tây đã loại bỏ TKN 91,7% sau 31 ngày thí nghiệm.

67

Hình 3.8. Hiệu quả xử lý TN- thí nghiệm theo mẻ

Số liệu trung bình về loại bỏ TN cho thấy Bèo tây đứng thứ nhất với 79,8%,

tiếp theo là Bèo cái, Ngổ trâu và Rau muống với 73,7%, 73,6% và 72,9% tương ứng.

Nhóm cuối là cỏ Vetiver, Thủy trúc và Cải xoong với 65,5%, 65,1% và 64,4% TN bị

loại. Nghiên cứu của Châu Minh Khôi và cs (2012) [93] cũng chỉ ra rằng sau 4 tuần thí

nghiệm, Bèo tây đã loại bỏ đến 88% N hữu cơ, cỏ Vetiver đã loại bỏ đến 85% N hữu

cơ trong nước thải ao nuôi cả tra. Hồ Bích Liên (2014) [90], đánh giá khả năng xử lý

nước rỉ rác của cỏ Vetiver trong điều kiện bổ sung chế phẩm sinh học EM sau 4 tuần

thí nghiệm hiệu suất xử lý TN đạt 87,6%. Nghiên cứu mới đây của Nguyễn Hồng Sơn

(2016) [71], cũng chỉ ra rằng sau 4 tuần thí nghiệm, hiệu quả loại bỏ TN trong nước

nuôi tôm và cá tra của Bèo tây, cỏ Vetiver, Sậy và Thủy trúc tương ứng là 90,8%,

81,1%, 96,1% và 93,4%.

Trong 8 loại TVTS nghiên cứu, Cải xoong có khả năng loại bỏ TN thấp nhất,

sau 7 ngày Cải xoong loại bỏ được 40,9% TN, sau 14 ngày, 21 ngày và 28 ngày, các

số liệu nhận được tương ứng là 65,1%, 70,3% và 81,4%. Ở ĐC, ngày thứ 7 chỉ loại

được 15,1% TN (bằng hơn 1/3 của công thức Cải xoong cùng thời điểm). Tại 3 thời

điểm tiếp theo, con số phần trăm loại bỏ TN của ĐC lần lượt là 25,8%, 39,8% và

52,5%. Nhìn chung, khi có mặt Cải xoong hiệu quả loại bỏ TN luôn cao hơn ĐC từ 1,5

đến gần 3 lần.

Hình 3.8 cho thấy xu hướng loại bỏ TN cũng có chiều hướng như với amôn, với

tỷ lệ loại bỏ TN cao ở tuần đầu (loại bỏ từ 34,5% đến 53,7%), tuần thứ 2 TN loại bỏ

dao động từ 20,4% đến 25,5%, tuần thứ 3 TN loại bỏ dao động từ 10,8% đến 18,1% và

giảm xuống thấp nhất ở tuần thư 4 (loại bỏ từ 3,6% đến 12,3%) ngày. Lượng TN giảm

mạnh trong những ngày đầu (sau 7, 14 ngày) và chậm lại ở những ngày sau.

68

Như vậy thời gian lưu nước thích hợp để TVTS có thể xử lý được TN trong

nước thải chăn nuôi lợn sau công nghệ xử lý vi sinh vật lớn nhất mà phù hợp với tình

hình thực tế trong các quy trình xử lý nước thải chăn nuôi là 7 – 14 ngày. Trật tự tương

đối về khả năng loại bỏ TN của TVTS nghiên cứu như sau:

Bèo tây > Bèo cái, Ngô trâu, Rau muống, Sây > cỏ Vetiver, Thủy trúc, Cải xoong

e. Hiệu quả xử lý P-PO43-

P là những nguyên tố cần thiết cho quá trình tạo sinh khối của thực vật. Nồng

độ photphat trong nước không ô nhiễm thường nhỏ hơn 0,01 mgP-PO43-/l và photpho

tổng số thường nhỏ hơn 0,025mgP/l (Khan và Ansari, 2005). Nếu có mặt với hàm

lượng cao, PO43- gây ra hiện tượng phú dưỡng và dẫn đến hiện tượng nở hoa cho thủy

vực tiếp nhận nước thải. Người ta thường dùng chỉ tiêu này để đánh giá mức độ dinh

dưỡng và mức độ nhiễm bẩn của thủy vực.

Hình 3.9. Hiệu quả xử lý PO43- - Thí nghiệm theo mẻ

Hiệu quả loại bỏ PO43- của TVTS được minh họa ở hình 3.9. Giống như N, khả

năng loại bỏ photpho của các TVTS nghiên cứu xét về phần trăm cũng có xu hướng

chung là nhanh ở 2 tuần đầu và chậm lại ở các tuần sau. Ở ngày thứ 7 có từ 30% đến

trên 60% lượng photpho bị loại. Cây Bèo tây vẫn ở vị trí đầu về loại bỏ phốt pho. Sau

7 ngày, tỷ lệ % loại bỏ P- PO43- của Bèo tây là 64,5% và ĐC là 16,7 %. Như vậy sau 7

ngày đầu Bèo tây loại bỏ P-PO43- gấp 3,7 lần so với ĐC. Sau 14 ngày Bèo tây loại bỏ

được 85,9 % cao gấp 2,62 lần so với ĐC không cây (32,8%). Đến ngày thứ 28 hiệu

quả loại bỏ Bèo tây là 99,5 %, hàm lượng P-PO43 trong nước thải đã được loại bỏ gần

hết,gấp 2,1 lần ĐC(47,5%).

69

Khả năng loại bỏ P-PO43- thấp nhất là Cải xoong, so với đầu vào ở ngày thứ 7,

tỷ lệ % loại bỏ P- PO43- của Cải xoong là 47,7% và ĐC là 15,4%. Như vậy sau 7 ngày

đầu Cải xoong loại bỏ P-PO43- gấp 3 lần so với ĐC. Sau 14 ngày Cải xoong loại bỏ

được 58,8% cao gấp 2 lần so với ĐC (28,0%), đến ngày thứ 28 hiệu quả loại bỏ ở Cải

xoong là 73,3%, gấp 1,5 lần ĐC (50,9%).

Qua hình 3.9 ta thấy rằng xu hướng loại bỏ PO43- cũng có chiều hướng như với

N, với tỷ lệ loại bỏ P-PO43- cao ở tuần đầu (loại bỏ từ 27,1% đến 65,5%), tuần thứ 2 P-

PO43- loại bỏ dao động từ 9,5% đến 26,2%, tuần thứ 3 P-PO4

3- loại bỏ dao động từ

7,5% đến 17,9% và giảm xuống thấp nhất ở tuần thứ 4 (loại bỏ từ 4,4% đến 15,3%).

Như vậy thời gian lưu nước thích hợp để TVTS có thể xử lý được P-PO43- trong nước

thải chăn nuôi lợn sau công nghệ xử lý vi sinh lớn nhất mà phù hợp với tình hình thực

tế trong các quy trình xử lý nước thải chăn nuôi là 7 ngày.

Trần Văn Tựa (2011) [88], đánh giá khả năng loại bỏ PO43- của Bèo cái và Ngổ

trâu. Kết quả nghiên cứu cũng chỉ ra rằng tỷ lệ loại bỏ P-PO43- cao ở tuần đầu và chậm

lại ở các tuần sau, Bèo cái loại bỏ PO43- trong khoảng 51,5 - 58,8% sau 8 ngày và Ngổ

trâu loại bỏ PO43- là 47,8% sau 8 ngày. Võ Trần Hoàng và cs (2014) [92], khảo sát

hiệu quả xử lý nước thải sinh hoạt của Bèo tây và Ngổ trâu cho thấy sau 4 tuần Bèo tây

và Ngô trâu đã loại bỏ PO43- tương ứng là 98,98% và 93,2%.

Như vậy dựa trên tương quan về phần trăm loại bỏ P-PO43- có thể sắp xếp trật

tự các cây nghiên cứu như sau:

Bèo tây > Bèo cái, Ngổ trâu, Rau muống, Sậy, Thủy trúc > Cải xoong, cỏ Vetiver

f. Hiệu quả xử lý tổng phốt pho

Hiệu quả loại bỏ TP của TVTS được trình bày ở hình 3.11. Khả năng loại bỏ TP

của các TVTS nghiên cứu xét về phần trăm cũng có xu hướng chung là nhanh ở 2 tuần

đầu và chậm lại ở các tuần sau. Ở ngày thứ 7 có từ 30% đến 66,9% lượng TP bị loại

bỏ. Trong các loài TVTS nghiên cứu cây Bèo tây vẫn ở vị trí đầu về loại bỏ TP. Sau 7

ngày, tỷ lệ % loại bỏ TP của Bèo tây là 66,9% và ĐC là 18,1%. Như vậy sau 7 ngày

đầu Bèo tây loại bỏ TP gấp 3,69 lần so với ĐC. Sau 14 ngày Bèo tây loại bỏ được

81,9% cao gấp 2,3 lần so với ĐC (35,4%), đến ngày thứ 28 hiệu quả loại bỏ ở Bèo tây

là 98,5%, hàm lượng T-P trong nước thải đã được loại bỏ gần hết, gấp 2 lần ĐC

(49,3%).

Khả năng loại bỏ TP thấp nhất là Thủy trúc, so với đầu vào ở ngày thứ 7, Thủy

trúc loại bỏ TP là 19,8% và ĐC là 15,4%. Như vậy sau 7 ngày đầu Thủy trúc loại bỏ

TP gấp 1,28 lần so với ĐC. Sau 14 ngày Thủy trúc loại bỏ được 38% cao gấp 1,2 lần

so với ĐC, đến ngày thứ 28 hiệu quả loại bỏ của Thủy trúc là 69,6% cao gấp 1,5 lần so

với ĐC.

70

Hình 3.10. Hiệu quả xử lý TP- thí nghiệm theo mẻ

Trần Văn Tựa (2007) [88], nghiên cứu khả năng xử lý TP của Bèo tây và Bèo

cái trong thí nghiệm theo mẻ, chỉ ra rằng Bèo tây có khả năng loại bỏ TP cao hơn Bèo

cái. Sau 14 ngày, Bèo tây đã loại bỏ TP trong khoảng 82,6 - 92%, Bèo cái loại bỏ TP

76,6%. Nguyễn Hồng Sơn (2016) [71], đánh giá hiệu quả xử lý nước nuôi tôm và cá

tra bằng các loại TVTS ở thí nghiệm theo mẻ cũng thu được kết quả tương tự: Sau 4

tuần thí nghiệm, Bèo tây có khả năng loại bỏ TP cao nhất (92,2%), tiếp đến là Sậy

(84,4%) sau đó đến cỏ Vetiver (70,1%) và thấp nhất là Thủy trúc (68,8%).

Qua hình 3.10 ta thấy xu hướng loại bỏ TP cũng có chiều hướng như với N, với

tỷ lệ loại bỏ TP cao ở tuần đầu (loại bỏ từ 19,8% đến 66,9%), tuần thứ 2 TP loại bỏ

dao động từ 14,6% đến 30,8%, tuần thứ 3 TP loại bỏ dao động từ 7,2% đến 16,9% và

giảm xuống thấp nhất ở tuần thứ 4 (loại bỏ từ 2,5% đến 14,7%).

Như vậy, thời gian lưu nước thích hợp để TVTS có thể xử lý được TP trong

nước thải chăn nuôi lợn sau công nghệ biogas lớn nhất mà phù hợp với tình hình thực

tế trong các quy trình xử lý nước thải chăn nuôi là 7 ngày. Dựa trên tương quan về

phần trăm loại bỏ TP có thể sắp xếp trật tự các cây nghiên cứu như sau:

Bèo tây > Bèo cái, Ngổ trâu, Rau muống, Sậy > Cải xoong, cỏ Vetiver, Thủy trúc

3.1.2.2. Hiệu quả xử lý các chất ô nhiễm trong thí nghiệm bán liên tục

Trong thí nghiệm theo mẻ trên đây bước đầu cho phép đánh giá khả năng loại

bỏ các chất ô nhiễm của TVTS nghiên cứu. Tuy nhiên, do thí nghiệm theo mẻ nên

không bổ sung nước thải trong thời gian thí nghiệm. Điều đó có nghĩa là hàm lượng

các chất ô nhiễm giảm dần theo thời gian đồng thời áp lực ô nhiễm cũng giảm đi trong

khi nước thải thường xuyên được đưa vào hệ thống. Để có thông số sát thực hơn,

71

chúng tôi tiến hành đánh giá khả năng loại bỏ ô nhiễm của TVTS bằng thí nghiệm bán

liên tục.

a. Hiệu quả xử lý COD trong thí nghiệm bán liên tục

Hiệu quả loại bỏ chất hữu cơ thông qua chỉ số COD của các TVTS nghiên cứu

trong thí nghiệm bán liên tục được biểu diễn ở hình 3.11 và hình 3.12.

Hình 3.11. Hiệu quả xử lý COD (%)- Thí nghiệm bán liên tục

Với nồng độ COD đầu vào khoảng 250 mg/L, tỷ lệ % loại bỏ của TVTS ở ngày

thứ 3 dao động từ 26,6% với Rau muống đến 63,4% ở Bèo tây. Theo thời gian thí

nghiệm (từ ngày thứ 3 đến ngày thứ 27) tỷ lệ phần trăm xử lý có xu hướng tăng lên

dao động từ 23,3% với Bèo cái đến 83,8% với Bèo tây. Thí dụ Bèo tây, ngày thứ 3,

loại bỏ 63,4% COD, đến ngày thứ 6 đạt 69,3%, ngày thứ 12 đạt 74,3%.... Tương tự,

với cỏ Vetiver, ngày thứ 3 loại bỏ 29,7% COD, ở ngày thứ 6 và 12 có các số liệu tương

ứng là 37,4% và 48,9%. Tuy nhiên, trường hợp Bèo cái và Cải xoong, hiệu quả loại bỏ

COD tăng trong thời gian đầu (từ đầu đến ngày 15) nhưng ở thời gian cuối (ngày 15

đến ngày 27) hiệu quả xử lý lại giảm. Thí dụ Bèo cái giảm từ 68,8% ở ngày 15 xuống

23,3% ở ngày 27. Nguyên nhân là do trong thí nghiệm bán liên tục, việc bổ sung

thường xuyên nước thải làm tăng áp lực ô nhiễm lên sức chống chịu của TVTS. Cải

xoong và Bèo cái là cây có khả năng chịu COD kém (như đã chỉ ra trong nghiên cứu

chống chịu) nên khả năng xử lý giảm dần với thời gian.

72

Hình 3.12. Hiệu quả xử lý COD trung bình (%) - Thí nghiệm bán liên tục

Hình 3.11 cho thấy hiệu suất xử lý COD của Bèo tây cao nhất, ngay từ ngày thứ

3 thì 63,4% COD được loại bỏ, cao gấp 4,74 lần đối chứng (13,4%), đến ngày thứ 9

trong khi hiệu quả loại bỏ của Bèo tây tăng lên đạt 71,59% thì đối chứng lại giảm

mạnh xuống còn 7,3%. Sau 27 ngày, 83,8% COD trong nước thải đã được loại bỏ.

Trong khi đó ở đối chứng ngày thứ 15 bắt đầu có sự xuất hiện của tảo, nồng độ COD

tăng cao hơn ban đầu làm cho hiệu quả xử lý chậm hơn (chỉ đạt 16,5%).

Trong 8 loại TVTS, Cải xoong có hiệu suất xử lý COD thấp nhất, dao động

trong khoảng 32,8% đến 55,9% trong khi ở ĐC, con số chỉ trong khoảng 4,4% đến

14,5%. Như vậy hiệu suất xử lý COD của cải Xoong vẫn cao hơn đối chứng từ 3,8 đến

7,5 lần.

Đánh giá hiệu quả xử lý COD của TVTS cũng được các tác giá trong và ngoài

nước quan tâm. Xia và cs (2001) [94], đánh giá khả năng xử lý nước rỉ rác của cỏ

Vetiver cho thấy cỏ Vetiver có thể loại bỏ 61,9 – 69% COD. Supradata (2005) [95] sử

dụng Thủy trúc để xử lý bùn nuôi trồng thủy sản. Kết quả nghiên cứu cho thấy, Thủy

trúc có thể loại bỏ 48 -54% COD. Erkan Kalipci (2011) [96], sử dụng Sậy để xử lý

nước thải sinh hoạt, cho thấy Sậy có thể loại bỏ 64,5% BOD và 68% COD. Trần Văn

Tựa và cs (2011) [67], đánh giá khả năng xử lý COD trong nước thải chế biến thủy sản

của Bèo tây và Bèo cái ở thí nghiệm bán liên tục cũng thu được kết quả tương tự. Khả

năng chịu tải COD cũng như khả năng xử lý ổn định trong thời gian dài của Bèo tây là

tốt hơn so với Bèo cái. Hiệu suất xử lý COD trung bình của Bèo tây là 89,5%, Bèo cái

là 78,8%.

73

Như vậy dựa trên hiệu quả loại bỏ COD của thí nghiệm này, có thể sắp xếp trật

tự về khả năng loại bỏ COD các TVTS như sau:

Bèo tây > Ngổ trâu, Sậy > cỏ Vetiver, Rau muống, Bèo cái, Thủy trúc, Cải xoong

b. Hiệu quả xử lý NH4+

Hiệu quả loại bỏ NH4+ của các TVTS nghiên cứu trong thực nghiệm bán liên

tục được trình bày ở hình 3.13 và hình 3.14.

Với nồng độ NH4+ đầu vào dao động từ 30,67 đến 110,32 mg/L, tỷ lệ % loại bỏ

NH4+của TVTS ở ngày thứ 3 dao động từ 22,2% đến 38,4%, ở ngày thứ 27 dao động

từ 43,9% đến 94,5%.

Hình 3.13. Hiệu quả xử lý NH4+ (%)- Thí nghiệm bán liên tục

Từ hình 3.13 ta thấy, theo thời gian thí nghiệm (từ ngày thứ 3 đến ngày thứ 27)

tỷ lệ phần trăm xử lý có xu hướng tăng lên. Thí dụ Bèo tây, ngày thứ 3, loại bỏ 38,4%

NH4+, đến ngày thứ 9 đạt 48,4% ngày thứ 12 đạt 53,4%. Tương tự, với cỏ vetiver,

ngày thứ 3 loại bỏ 26,5% NH4+, ở ngày thứ 9 và 12 có các số liệu tương ứng là 34,5%

và 39,9%. Tuy nhiên, trường hợp Bèo cái, Thủy trúc và Cải xoong, hiệu quả loại bỏ

NH4+ lại biến động không nhiều. Thí dụ Cả xoong loại được 29,3% NH4

+ ở ngày thứ 3,

đạt 32,1% ở ngày thứ 6 và ngày thứ 18 là 30,7%. Trong các TVTS nghiên cứu, Bèo

tây có tỷ lệ loại bỏ nhiều nhất còn Cải xoong ở vị trí sau cùng.

Hình 3.14 cho thấy Bèo tây có tỷ lệ loại bỏ NH4+ nhiều nhất còn Cải xoong ở vị

trí sau cùng. Hiệu xuất xử lý NH4+ của Bèo tây dao động từ 37,1% đến 94,5%, trung

bình đạt 62,5%. Khả năng loại bỏ NH4+ của Bèo tây trong những ngày đầu cao hơn rất

nhiều so với đối chứng sau 3 ngày đạt 38,4% gấp 10,1 lần đối chứng (3,8%). Hiệu quả

xử lý NH4+ của Cải xoong dao động từ 26 % đến 39%, trung bình đạt 32,4%. Khả năng

loại bỏ NH4+ của Cải xoong trong những ngày đầu cao hơn rất nhiều so với đối chứng

74

sau 3 ngày đạt 29,3% gấp 6 lần đối chứng (5,5%). Ngày thứ 9, đối chứng đạt 9,1% còn

thí nghiệm là 35,1%. Ở giai đoạn cuối, sự chênh lệch giữa thí nghiệm và ĐC có giảm

đi, tuy nhiên, vai trò của Cải xoong về cơ bản vẫn được khẳng định trong việc tham

gia tích cực vào loại bỏ amoni. Nghiên cứu trước đây của Trần Văn Tựa và cs (2011)

[67], đánh giá khả năng xử lý NH4+ trong nước thải chế biến thủy sản của Bèo tây và

Bèo cái ở thí nghiệm bán liên tục cũng thu được kết quả tương tự. Khả năng chịu tải

NH4+ cũng như khả năng xử lý ổn định trong thời gian dài của Bèo tây là tốt hơn so

với Bèo cái. Hiệu suất xử lý NH4+ trung bình của Bèo tây là 54,9%, Bèo cái là 40,8%.

Hình 3.14. Hiệu quả xử lý NH4+ trung bình (%)- Thí nghiệm bán liên tục

Dựa trên tương quan về phần trăm loại bỏ NH4+, có thể sắp xếp trật tự loại bỏ

NH4+ của các TVTS như sau:

Bèo tây > Rau muống, Ngổ trâu, Sậy, cỏ Vetiver > Bèo cái, Thủy trúc, Cải xoong

c. Hiệu quả xử lý tổng nitơ

Hiệu quả loại bỏ TN của các TVTS nghiên cứu trong thực nghiệm bán liên tục

được minh họa ở hình 3.15 và hình 3.16.

Nhìn chung, ở phần lớn các TVTS thí nghiệm, tỷ lệ phần trăm xử lý có xu

hướng tăng lên theo thời gian thí nghiệm. Đó là trường hợp của Bèo tây, Rau muống,

Ngổ trâu, Sậy và cỏ Vetiver. Thí dụ Bèo tây, ngày thứ 3, loại bỏ 40,2% TN, đến ngày

thứ 9 đạt 47,3% ngày thứ 15 đạt 62,2%. Tương tự, với cỏ Vetiver, ngày thứ 3 loại bỏ

24,1% TN, ở ngày thứ 9 và 15 có các số liệu tương ứng là 29,2% và 44,6% tương ứng.

Tuy nhiên, trường hợp Bèo cái hiệu quả loại bỏ TN lại biến động không nhiều còn Cải

xoong có xu hướng giảm vào giai đoạn cuối.

75

Hình 3.15. Hiệu quả xử lý TN (%)- Thí nghiệm bán liên tục

Trong các TVTS nghiên cứu, Bèo tây có tỷ lệ loại bỏ nhiều nhất còn Cải xoong

ở vị trí sau cùng. Hiệu quả loại bỏ của Bèo tây đạt từ 42,2% đến 91,1%, trung bình đạt

62,4% trong khi đối chứng chỉ đạt từ 15,1% đến 52,2%. Trong 12 ngày đầu hiệu quả

loại bỏ TN của Bèo tây cao hơn rất nhiều đối chứng, sau 3 ngày Bèo tây loại bỏ được

50,2% cao gấp 3,32 lần đối chứng loại bỏ được 15,1%, tỷ lệ % loại bỏ của cả cây và

đối chứng thay đổi không nhiều trong những ngày này, dao động trong khoảng từ 15,1

- 19,1% với đối chứng, từ 47,2 - 50,2% với thí nghiệm có Bèo tây. Từ ngày thứ 15 trở

đi hiệu quả loại bỏ TN của Bèo tây tăng mạnh cao nhất ở ngày 28 đạt 91,1% gấp 1,75

lần đối chứng (52,2%).

Hiệu quả loại bỏ TN của Cải xoong thấp, đạt từ 16,8% đến 37,5%, trung bình

đạt 27% trong khi đối chứng chỉ đạt từ 7,9% đến 14,8%. Nhìn chung hiệu quả loại bỏ

TN của Cải xoong luôn cao hơn ĐC từ 1,5 đến 3,6 lần.

Hình 3.16. Hiệu quả xử lý TN trung bình (%) - Thí nghiệm bán liên tục

76

Nghiên cứu hiệu quả loại bỏ TN của các TVTS đã được các tác giả trong và

ngoài nước quan tâm. Xia và cs (2001) [94], đánh giá khả năng xử lý nước rỉ rác của

cỏ Vetiver. Kết quả nghiên cứu cho thấy với TN đầu vào dao động trong khoảng 232 –

255 mg/L, cỏ Vetiver có thể loại bỏ TN trong khoảng 43,1 – 69,4%. Supradata (2005)

[95], sử dụng Thủy trúc để xử lý bùn nuôi trồng thủy sản. Kết quả nghiên cứu cho

thấy, Thủy trúc có thể loại bỏ 41 - 44,5% TN. Nghiên cứu mới đây của Kalipci (2011)

[96], sử dụng Sậy để xử lý nước thải sinh hoạt, kết quả nghiên cứu cho thấy Sậy có thể

loại bỏ 40,7% TN. Trần Văn Tựa và cs (2011) [67], đánh giá khả năng xử lý TN trong

nước thải chế biến thủy sản của Bèo tây và Bèo cái ở thí nghiệm bán liên tục cũng thu

được kết quả tương tự. Khả năng xử lý TN ổn định trong thời gian dài của Bèo tây là

tốt hơn so với Bèo cái. Hiệu suất xử lý TN trung bình của Bèo tây là 53,4%, Bèo cái là

37,7%.

Từ kết quả nghiên cứu hiệu quả loại bỏ TN, có thể sắp xếp trật tự loại bỏ TN

của các TVTS như sau:

Bèo tây > Rau muống, Ngổ trâu, Sậy, cỏ Vetiver, Thủy trúc > Bèo cái, Cải xoong

d. Hiệu quả xử lý PO43-

Hiệu quả loại bỏ PO43- của các TVTS nghiên cứu trong thực nghiệm bán liên

tục được minh họa trong hình 3.17 và hình 3.18.

Hình 3.17. Hiệu quả xử lý PO43- (%)- Thí nghiệm bán liên tục

Nhìn chung, tỷ lệ phần trăm xử lý PO43- có xu hướng tăng lên theo thời gian thí

nghiệm như trường hợp của Bèo tây, Rau muống, Ngổ trâu, Sậy và cỏ Vetiver. Sau 3

ngày, Bèo tây loại bỏ 56,1% PO43-, đến ngày thứ 15 đạt 78,1%, ngày thứ 27 đạt 89,3%.

Tương tự, với Sậy ngày thứ 3 loại bỏ 21,8% PO43-, ở ngày thứ 15 và 27 có các số liệu

tương ứng là 55,0% và 61,8% tương ứng. Trường hợp Bèo cái và Cải xoong, hiệu quả

xử lý không chỉ kém hơn mà không có xu hướng tăng lên theo thời gian thí nghiệm.

77

Giống như N, thực vật xử lý PO43- mạnh nhất vẫn là Bèo tây. Khả năng loại bỏ

P-PO43- của Bèo tây cao đạt từ 46,9% đến 89,8%, trung bình đạt 69,7%, đối chứng chỉ

đạt từ 18,3% đến 40,4%, trong 3 ngày đầu Bèo tây loại bỏ được 56,1% gấp 3,05 lần

đối chứng chỉ đạt 18,3%, sau 9 ngày hiệu quả loại bỏ thấp hơn so với ban đầu nhưng

vẫn cao hơn 1,8 lần so với đối chứng và tăng dần những ngày sau, Bèo tây loại bỏ tốt

nhất ở ngày thứ 24 đạt 89,8% cao gấp 2,47 lần đối chứng (36,4%), đối chứng loại bỏ

tốt trong 18 ngày đầu, cao nhất ở ngày thứ 18 đạt 40,4%, những ngày sau hiệu quả xử

lý thay đổi không nhiều biến động trong khoảng từ 36,4% - 40,4%. Trần Văn Tựa và

cs (2011) [67], đánh giá khả năng xử lý P-PO43- trong nước thải chế biến thủy sản của

Bèo tây và Bèo cái ở thí nghiệm bán liên tục cũng thu được kết quả tương tự. Khả

năng xử lý P-PO43- ổn định trong thời gian dài của Bèo tây là tốt hơn so với Bèo cái.

Hiệu suất xử lý P-PO43- trung bình của Bèo tây là 62,04%, Bèo cái là 37,7%.

Hình 3.18. Hiệu quả xử 3 lý PO4- trung bình (%)- Thí nghiệm bán liên tục

Từ hình 3.17, 3.18 ta thấy trong 8 loại TVTS, Cải xoong có hiệu quả xử lý

PO43- thấp nhất. Mặc dù vậy nhưng khả năng loại bỏ P-PO4

3- của cây Cải xoong vẫn

cao hơn đối chứng, khả năng loại bỏ P-PO43- của Cải xoong đạt từ 22,5% đến 33,2%,

đối chứng chỉ đạt 10,8% đến 17,1%. Trong 3 ngày đầu Cải xoong loại bỏ được 30,6%

P-PO43 gấp hơn 2 lần đối chứng chỉ đạt 14,1%, sau 9 ngày hiệu quả loại bỏ của thí

nghiệm là 30,8% trong khi ĐC là 10,1%. Nhìn chung, khi có mặt Cải xoong, khả năng

loại bỏ P-PO43 tăng lên khoảng 1,5 đến 3 lần.

Dựa trên hiệu quả loại bỏ P-PO43-, có thể sắp xếp trật tự các cây nghiên cứu như

sau:

Bèo tây > Ngổ trâu, Sậy, Rau muống, cỏ Vetiver, Thủy trúc > Bèo cái, Cải xoong

78

e. Hiệu quả xử lý tổng phốt pho

Sau thời gian thí nghiệm thu được kết quả đánh giá khả năng loại bỏ TP, được

minh họa trong hình 3.19 và hình 3.20.

Nhìn chung, tỷ lệ phần trăm xử lý TP có xu hướng tăng lên theo thời gian thí

nghiệm như trường hợp của Bèo tây, Rau muống, Ngổ trâu, Sậy và Cỏ vetiver. Sau 3

ngày, Bèo tây loại bỏ 42,5% TP, đến ngày thứ 15 đạt 46,9%, ngày thứ 27 đạt 61,8%.

Tương tự, với cỏ Vetiver, ngày thứ 3 loại bỏ 23,1% TP, ở ngày thứ 15 và 27 có các số

liệu tương ứng là 40% và 57,7% tương ứng. Trường hợp Bèo cái và Cải xoong, hiệu

quả xử lý không chỉ kém hơn mà không có xu hướng tăng lên theo thời gian thí

nghiệm.

Hình 3.19. Hiệu quả xử lý TP (%) - Thí nghiệm bán liên tục

Từ hình 3.19 và hình 3.20, ta thấy Bèo tây xử lý TP đạt hiệu quả cao nhất, tỷ lệ

% loại bỏ thay đổi không đều theo thời gian, Bèo tây loại bỏ tốt hơn dao động trong

khoảng 32,7 - 54,9%, đối chứng từ 17 - 30,2%, so với các chỉ tiêu khác thì cả thí

nghiệm có cây và đối chứng đều loại bỏ TP kém hơn. Khả năng loại bỏ TP của Bèo

tây trong 3 ngày đầu loại bỏ được 42,5% gấp 2,18 lần đối chứng chỉ (19,5%), từ ngày

thứ 9-15 tỷ lệ % loại bỏ của cây thấp hơn ban đầu nhưng vẫn cao hơn 1,4 - 2,1 lần so

với đối chứng, từ ngày 18 trở % loại bỏ thay đổi không đáng kể, đến ngày 27 Bèo tây

loại bỏ được 51,8% cao gấp 1,7 lần đối chứng (20,4 %).

79

Hình 3.20. Hiệu quả xử lý TP trung bình (%) - Thí nghiệm bán liên tục

Giống như N, trong các loại TVTS nghiên cứu Cải xoong xử lý TP đạt hiệu quả

thấp nhất. Tỷ lệ % loại bỏ TP của thí nghiệm với Cải xoong loại bỏ tốt hơn ĐC không

cây dao động trong khoảng 18,3% đến 28,1%, trong khi ĐC không cây chỉ dao động

từ 7,5% đến 16,1%. Trong 3 ngày đầu Cải xoong loại bỏ được 26,4% TP và gấp hơn 3

lần đối chứng (chỉ 8%), đến ngày 27 Cải xoong loại bỏ được 21,2% TP trong khi ĐC

chỉ đạt 12%.

Dựa trên tương quan về phần trăm loại bỏ TP, có thể sắp xếp trật tự các cây

nghiên cứu như sau:

Bèo tây > Ngổ trâu, Sậy, Rau muống, cỏ Vetiver, Thủy trúc > Bèo cái, Cải xoong

Như vậy vai trò của TVTS được khẳng định khi hiệu quả xử lý các yếu tố ô

nhiễm của thí nghiệm có cây luôn cao hơn thí nghiệm ĐC không có cây (phụ lục). Mặt

khác, ở thí nghiệm có TVTS, chúng tôi không thấy xuất hiện vi tảo trong khi ở ĐC

hiện tượng này hay xảy ra, cho thấy vai trò của TVTS trong việc kìm hãm sự sinh

trưởng của vi tảo trong môi trường nước thải và rất quan trọng khi ứng dụng TVTS xử

lý tại hiện trường.

Nghiên cứu trước đây của Xia và cs (2001) [94], cũng chỉ ra rằng cỏ Vetiver có

khả năng loại bỏ TP trong nước rỉ rác với hiệu suất xử lý dao động trong khoảng 35 –

60%. Supradata (2005) [95], sử dụng Thủy trúc để xử lý bùn nuôi trồng thủy sản. Kết

quả nghiên cứu cho thấy, Thủy trúc có thể loại bỏ 38 -54% TP. Kalipci (2011) [96], sử

dụng Sậy để xử lý nước thải sinh hoạt, cho thấy Sậy có thể loại bỏ 41,1% TP. Trần

Văn Tựa và cs (2011) [67], đánh giá khả năng xử lý TP trong nước thải chế biến thủy

sản của Bèo tây và Bèo cái ở thí nghiệm bán liên tục cũng thu được kết quả tương tự.

Khả năng xử lý TP ổn định trong thời gian dài của Bèo tây là tốt hơn so với Bèo cái.

Hiệu suất xử lý TP trung bình của Bèo tây là 52,2%, Bèo cái là 37,7%.

80

Sau đây là tổng hợp so sánh khả năng loại bỏ COD, N và P của TVTS nghiên

cứu sau các thí nghiệm theo mẻ và bán liên tục được thể hiện như sau:

Xử lý theo mẻ

- COD: Bèo tây, Bèo cái > Ngổ trâu, Sậy > Thủy trúc, Rau muống, Cải xoong > cỏ

Vetiver

- TSS: Bèo tây, Bèo cái > Ngổ trâu, cỏ Vetiver, Sậy, Rau muống, Cải xoong, Thủy trúc

- NH4: Bèo tây > Bèo cái, Rau muống > Sậy, Ngổ trâu > cỏ Vetiver, Thủy trúc, Cải

xoong

- TN: Bèo tây > Bèo cái, Ngổ trâu, Rau muống, Sậy > cỏ Vetiver, Thủy trúc, Cải

xoong.

- TP: Bèo tây > Bèo cái, Ngổ trâu, Rau muống, Sậy > Cải xoong, cỏ Vetiver, Thủy trúc

Xử lý bán liên tục

- COD: Bèo tây > Ngổ trâu, Sậy> cỏ Vetiver, Rau muống, Bèo cái, Thủy trúc, Cải

xoong

- NH4: Bèo tây >Ngổ trâu, Sậy> cỏ Vetiver, Rau muống, Bèo cái, Thủy trúc, Cải

xoong

- TN: Bèo tây > Rau muống, Ngổ trâu, Sậy, cỏ Vetiver, Thủy trúc> Bèo cái, Cải xoong

- TP: Bèo tây >Ngổ trâu, Sậy, Rau muống, cỏ Vetiver, Thủy trúc> Beo cái, Cải xoong

Chú thích: Trong sự sắp xếp trên, dấu “ >”chỉ ra sự hơn kém rõ rệt còn dấu “, ” chỉ ra

sự hơn kém không nhiều.

Như vậy khả năng loại bỏ COD, TN và TP cho thấy TVTS trong điều kiện thí

nghiệm theo mẻ và thí nghiệm bán liên tục không phải là hoàn toàn như nhau. Nếu

như Bèo tây luôn đứng đầu ở cả thí nghiệm theo mẻ và thí nghiệm bán liên tục thì Bèo

cái lại có sự thay đổi đáng kể. Ở thí nghiệm theo mẻ, Bèo cái luôn đứng thứ 2 sau Bèo

tây về khả năng loại bỏ COD, N và P trong khi ở thí nghiệm bán liên tục Bèo cái tụt

xuống thứ 7 và chỉ hơn Cải xoong. Trong cả hai điều kiện, Cải xoong thường đứng ở

vị trí sau cùng. Khả năng chống chịu là nguyên nhân của kết quả này khi Cải xoong và

Bèo cái tỏ ra chống chịu kém với COD, N và pH trong môi trường.

Dẫn liệu về khả năng loại bỏ các yếu tố ô nhiễm nhận được từ nghiên cứu này

là tham khảo tốt cho việc sử dụng TVTS trong xử lý khi tiến hành theo mẻ, bán liên

tục hay liên tục.

Từ kết quả đánh giá khả năng chống chịu và xử lý các tác nhân ô nhiễm (COD,

N, P) trong nước thải chăn nuôi lợn sau giai đoạn xử lý vi sinh vật của 8 loại TVTS, 5

loại TVTS là Bèo tây, Rau muống, Sậy, Thủy trúc và Cỏ vetiver đã được chọn nhằm

đánh giá khả năng xử lý nước thải chăn nuôi lợn sau giai đoạn xử lý bằng vi sinh vật

của các loại hình công nghệ với tải lượng nước thải khác nhau.

81

3.2. Hiệu quả xử lý nước thải chăn nuôi lợn sau xử lý vi sinh vật của một số loại

công nghệ sử dụng thực vật thủy sinh với lưu lượng nước thải khác nhau

TVTS trong tự nhiên bao gồm nhiều giống, loài và sinh lý cây trồng cũng khác

nhau. Với mục đích xử lý nước thải chăn nuôi lợn, TVTS lựa chọn là những cây có

sức sống mãnh liệt, có bộ rễ nhiều và khỏe, có khả năng hấp thụ dinh dưỡng đa dạng

và hấp thụ nhiều với nồng độ cao [97- 100]. Ngoài ra nếu sinh khối của TVTS có thể

sử dụng vào mục đích dân sinh thì lại càng được quan tâm hơn [98 - 101]. Từ những

tiêu chí trên và dựa vào kết quả nghiên cứu khả năng chống chịu của 8 loại TVTS ở

phần trên, chọn ra 5 loại TVTS là Bèo tây, Rau muống, Sậy, Thủy trúc và cỏ Vetiver

để nghiên cứu ở thí nghiệm này. Trong 5 loài TVTS, Bèo tây và Rau muống, ngoài

mục đích xử lý nước thải chăn nuôi, sinh khối thu được có thể được sử dụng làm thức

ăn cho vật nuôi tại trang trại để tích kiệm chi phí.

3.2.1. Công nghệ sử dụng thực vật là nổi Bèo tây

Trong số loài thực vật sống trôi nổi tự do, Bèo tây dường như là một ứng cử

viên đầy hứa hẹn để loại bỏ chất ô nhiễm do tốc độ tăng trưởng nhanh chóng của nó và

hệ thống rễ sâu rộng [101 - 104]. Bèo tây có khả năng chống chịu ô nhiễm, các kim

loại nặng cao và khả năng hấp thụ chất dinh dưỡng tốt, có đủ điều kiện để sử dụng

trong ao xử lý nước thải [105].

Hiệu quả xử lý nước thải chăn nuôi lợn của hệ thống sử dụng Bèo tây với lưu

lượng nước thải đưa vào xử lý là 50 lít/ngày và 100 lít/ngày được trình bày ở bảng 3.2

và hình 3.21:

Bảng 3.2. Hiệu quả xử lý của hệ thống sử dụng Bèo tây

Chỉ số

(mg/L)

Lưu lượng – 50 L/ngày Lưu lượng – 100 L/ngày

Đầu vào Đầu ra H% Đầu vào Đầu ra H%

NO3- 41,19 ± 4,67 10,92 ± 3,76 73,5 47,89 ± 3,90 13,86 ±3,73 71,1

NH4+ 10,52 ± 2,01 2,24 ± 1,09 78,7 32,67 ± 4,12 14,78 ±3,76 54,8

TN 89,79 ± 11,17 30,71 ± 4,15 65,8 100,3 ± 7,86 60,53 ±8,04 41,0

PO43- 13,08 ± 3,24 6,19± 0,63 52,7 9,08 ± 3,92 5,59 ± 0,71 38,4

TP 15,69 ± 1,13 7,03 ±0,71 55,2 12,52 ± 1,05 7,10 ± 1,57 43,3

COD 102,5± 8,42 15,51 ± 2,00 84,9 115,7± 22,27 44,5± 10,60 61,5

TSS 316,7± 61,86 88,33 ± 29,26 71,2 338,3± 57,76 133,3± 0,65 60,6

pH 7,26 ± 0,67 7,37 ± 0,46 7,17 ± 0,28 7,58 ± 0,34

DO 3,96 ± 0,39 2,96 ± 0,29 4,07 ± 0,30 3,40 ± 0,15

Ở lưu lượng nước thải 50 lít/ngày: Với TN đầu vào trung bình là 89,79 mg/L

(dao động từ 77,16 mg/L đến 106 mg/L), khi ra khỏi hệ thống lượng TN còn 30,71

82

mg/L (dao động từ 26,36 mg/L đến 37,44 mg/L), như vậy hiệu suất xử lý đạt 65,79%.

Với N dạng Nitrat và amôn, khi đầu vào trung bình là 41,19 mg/L và 10,52 mg/L

tương ứng, ở đầu ra lượng NO3- trung bình còn 10,92 mg/L và lượng NH4

+ còn 2,24

mg/L. Tính ra có 73,5% nitrat và 78,7% lượng NH4+ được loại bỏ. Với lưu lượng nước

thải này, tính trên đơn vị diện tích, tải trọng TN đưa vào hệ thống là 4,49 g

TN/m2.ngày và lượng loại bỏ theo hiệu suất 65,79% ứng với 2,95 g TN/ m2.ngày.

Có thể thấy rằng, mặc dù tải trọng đầu vào của TN là khá cao, hệ thống đã loại

bỏ hiệu quả cả TN và nitơ dạng nitrat và amôn.

Hiệu quả xử lý tổng P và PO43- lần lượt là 55,2% và 52,7% khi giá trị đầu vào

của hệ thống là 15,69 mg P/lít và 13,08 mg P/lít tương ứng. Khi ra khỏi hệ thống, hàm

lượng TP và PO43- còn lại trong nước là 7,03 mg/L và 6,19 mg/L. Tính trên đơn vị

diện tích, tải lượng TP đưa vào hệ thống là 0,78 g TP/m2.ngày và lượng loại bỏ theo

hiệu suất 55,19 % ứng với 0,43 g TP/m2.ngày.

Lượng COD trung bình đưa vào hệ thống xử lý là 102,5 mg/L (dao động trong

khoảng 90,9 mg/L đến 111,9 mg/L) và đầu ra trung bình là 15,5 (dao động từ 13,5 đến

18,9 mg/L). Như vậy tính ra hiệu suất xử lý đặt 84,9%. Tính trên đơn vị diện tích, tải

lượng COD đưa vào hệ thống là 5,13 g COD/m2.ngày và lượng loại bỏ theo hiệu suất

84,9% tương ứng với 4,35 g COD/m2.ngày.

Lượng TSS trung bình đưa vào hệ thống xử lý là 316,7 mg/L và đầu ra trung

bình là 88,3 mg/L. Tính ra hiệu suất xử lý đặt 71,2%.

Ở lưu lượng nước thải 100 lít/ngày: TN đầu vào trung bình là 100,4 mg/L (dao

động từ 89,7 mg/L đến 110,2 mg/L), khi ra khỏi hệ thống lượng TN trung bình còn

60,5 mg/L (dao động trong khoảng 50 mg/L và 70,2 mg/L). Như vậy hiệu suất xử lý

TN đạt trung bình 41%. N dạng Nitrat và amôn, lượng đầu vào là 47,9 mg/L và 32,7

mg/L tương ứng. Ở đầu ra lượng NO3- còn 13,9 mg/L và lượng NH4

+ còn 14,8 mg/L.

Hiệu suất xử lý NO3- đạt 71,1% và NH4

+ đạt 54,8%.

Tính trên đơn vị diện tích, tải lượng TN đưa vào hệ thống là 10,03 g

TN/m2.ngày và lượng loại bỏ tương ứng là 4,11 g TN/m2.ngày. Có thể thấy rằng, mặc

dù tải lượng đầu vào của TN tăng cao (gấp 2 lần về lưu lượng nước và 2,25 lần về

TN), hệ thống đã loại bỏ khá hiệu quả cả TN, nitơ dạng nitrat và amôn.

Hiệu quả xử lý TP và PO43- lần lượt là 42,3% và 38,4% khi giá trị đầu vào của

hệ thống là 12,5 mg P/l và 9,08 mg P/l tương ứng. Khi ra khỏi hệ thống, hàm lượng TP

và PO43- còn lại trong nước là 7,1 mg/L và 5,6 mg/L. Tính trên đơn vị diện tích, tải

lượng TP đưa vào hệ thống là 1,25 g TP/m2.ngày và lượng loại bỏ theo hiệu suất

43,3% ứng với 0,54 g TP/m2.ngày.

Lượng COD trung bình đưa vào hệ thống xử lý là 115,7 mg/L (dao động trong

khoảng 92,8 mg/L đến 150,2 mg/L) và đầu ra trung bình là 44,5 mg/L (dao động từ

83

32,2 đến 59,6 mg/L). Như vậy hiệu suất xử lý đặt 61,5%. Tính trên đơn vị diện tích, tải

lượng COD đưa vào hệ thống là 11,6 g COD/m2.ngày và lượng loại bỏ theo hiệu suất

61,5% tương ứng với 7,13 g COD/m2.ngày.

Lượng TSS trung bình đưa vào hệ thống xử lý là 338,3 mg/L (dao động trong

khoảng 260 mg/L đến 410 mg/L) và đầu ra trung bình là 133,3 mg/L (dao động từ 110

đến 160 mg/L). Tính ra hiệu suất xử lý TSS của hệ Bèo tây đạt 60,6%.

Hình 3.21. Hiệu quả xử lý COD, TN và TP của Bèo tây

Nói chung với hai lưu lượng nước thải thực nghiệm, hệ thống xử lý với cây Bèo

tây đã loại bỏ hiệu quả COD, N và P. Tải trọng loại bỏ COD, TN và TP của hệ thống

lần tượt là 4,35 – 7,13 g COD/m2.ngày, 2,95 - 4,11 g TN/m2.ngày và 0,43 – 0,54 g

TP/m2.ngày.

Các kết quả nghiên cứu thu được phù hợp với các kết quả nghiên cứu của các

tác giả trong và ngoài nước: Valipour và cs (2015) [105], xử lý nước thải sinh hoạt

bằng Bèo tây trong bể 0,47 m × 0,31 m × 0,18 m và tăng cường hệ vi sinh vật (màng

vi sinh đạt tới 54 m2/m3) bằng cách đặt dọc trong bể các vách ngăn nhựa cao 0,15 m,

mỗi vách ngăn này cách nhau 5,5 cm. Các vách ngăn nhựa chính là chỗ bám của vi

sinh vật. Thí nghiệm trong 01 năm và 23 chủng vi sinh vật được ghi nhận. Đặc điểm

của hệ thống là bể chỉ nông 0,15 m, mật độ Bèo tây rất cao và các tấm nhựa (rào sinh

học) là chỗ thích hợp cho vi sinh vật bám và tạo màng. Tải trọng loại bỏ COD, TN và

TP của hệ thống lần lượt là 5,14 – 14,3 g COD/m2.ngày, 2,37 – 3,9 g TN/m2.ngày và

0,32 – 0,51 g TP/m2.ngày.

Nghiên cứu trước đây của Trần Văn Tựa và cs (2010) [105] cho thấy hệ thống

Bèo tây có khả năng loại bỏ khá tốt chất hữu cơ, N và P từ nước phú dưỡng. Trong thí

84

nghiệm qui mô pilôt, hệ thống Bèo tây loại bỏ 30,4 - 32,6% TN, 57,3 - 67,4% TP. Tuy

nhiên hàm lượng chất dinh dưỡng trong nước phú dưỡng nghiên cứu không cao so với

nước thải chăn nuôi lợn. Với nước thải chế biến thủy sản, hệ thống Bèo tây đã loại bỏ

33,9% TN; 38,9% NH4+ và 47,3% TP từ nước thải chứa TN, NH4

+ và TP, tương ứng là

45,6 mg/L; 40,19 mg/L và 7,69 mg/L [107].

Trương Thị Nga và cs (2010) [74] đã nghiên cứu xử lý nước thải chăn nuôi

bằng rau Ngổ và Bèo tây tại Hậu Giang. Kết quả cho thấy rau Ngổ xử lý được 53,6%

TN, 33,6% TP trong khi Bèo tây giảm được 64,4% TN và 42,5% TP. Tác giả cho rằng

rau Ngổ và Bèo tây có khả năng thích nghi và phát triển tốt trong môi trường nước

thải.

Cơ chế của việc loại bỏ chất ô nhiễm trong hệ thống đất ngập nước nhân tạo

liên quan đến sự tương tác giữa các quá trình chuyển hóa của vi khuẩn, sự hấp thu thực

vật và tích lũy [108]. Bèo tây trong hệ thống đất ngập nước như một bộ lọc nhỏ giọt

ngang, nơi mà rễ cung cấp giá thể cho các vi sinh vật tăng trưởng [108]. Tuy nhiên,

trên thế giới các hệ thống xử lý nước thải bằng Bèo tây không được phổ biến nhiều do

yêu cầu diện tích lớn và tính mùa vụ ảnh hưởng đến sinh trưởng của Bèo tây kéo theo

ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý của hệ thống [110]. Bởi vậy trong thực tế khi ứng dụng

Bèo tây vào xử lý nước thải chăn nuôi lợn nên kết hợp với các loại TVTS khác để đảm

bảo tính ổn định của hệ thống xử lý.

Bèo tây có chức năng quan trọng trong lọc nước thải khi bộ rễ của nó là nơi gắn

với vi sinh vật, sự hấp thu chất ô nhiễm, tăng cường lọc và giải phóng oxy [111]. Oxy

khuếch tán từ không khí qua bề mặt nước nhỏ hơn nhiều ở ao Bèo tây vì thảm thực vật

dày đặc làm giảm bề mặt trao đổi khí. Ngược lại, thảm thực vật đóng một vai trò quan

trọng trong việc chuyển oxy trong khí quyển xuống rễ (30 - 40%) cho hoạt động của vi

sinh vật hiếu khí [112, 113]. Thực vật nổi tự do có thể cung cấp tới 0,25-9,6 g

O2/m2/ngày [114].

Ngoài ra nghiên cứu của Kalubowila (2015) chỉ ra rằng các chất ô nhiễm được

loại bỏ trong hệ thống xử lý Bèo tây thông qua lọc và lắng [115]. Tuy nhiên, theo Kim

(2003) [116] và Valipour (2015) [105], hiệu suất khử chủ yếu phụ thuộc vào thời gian

lưu giữ trong hệ thống đất ngập nước. Các nghiên cứu khác về hình thái của Bèo tây

chỉ ra rằng trong hệ thống xử lý nước thải mặc dù Bèo tây hấp thụ các chất dinh

dưỡng, năng suất xử lý của hệ thống tăng nhưng không có ảnh hưởng bất lợi về hình

thái học thực vật [10, 70].

Như vậy việc sử dụng hệ thống thực vật nổi với cây Bèo tây để xử lý nước thải

chăn nuôi lợn sau xử lý vi sinh vật cho hiệu quả xử lý nitơ và photpho cao. Công nghệ

này nếu được hoàn thiện sẽ góp phần tích cực vào phát triển hệ thống nông nghiệp

bền vững trong đó chăn nuôi là một bộ phận cấu thành quan trọng trong hệ thống.

85

3.2.2. Công nghệ dòng chảy trên bề mặt

Trong loại hình công nghệ dòng chảy trên bề mặt hai loại TVTS là cây Sậy và Rau

muống đã được đưa vào thử nghiệm.

3.2.2.1. Công nghệ dòng chảy trên bề mặt trồng Sậy

Sậy là loại TVTS được sử dụng phổ biến trong các hệ thống xử lý nước thải,

đặc biệt tại các nước Châu Âu. Sậy với ưu điểm có thể thích nghi với những thay đổi

đáng kể của môi trường như pH, độ mặn, nhiệt độ, sức sản xuất cao và khả năng loại

bỏ các chất ô nhiễm cao [100].

Số liệu thu được về hiệu quả xử lý nước thải chăn nuôi lợn của hệ thống công

nghệ dòng chảy trên bề mặt trồng Sậy được trình bày ở bảng 3.3 và hình 3.22:

Bảng 3.3. Hiệu quả xử lý của hệ thống Sậy theo công nghệ dòng mặt

Chỉ số

(mg/L)


Đầu vào Đầu ra H% Đầu vào Đầu ra H%

NO3- 41,2 ± 4,67 14,4 ± 3,73 65 47,9 ±3,90 19,1 ±3,07 60,0

NH4+ 10,5 ± 2,01 4,04 ± 1,12 61,6 32,7 ±4,12 16,5 ±3,76 49,4

TN 89,8 ± 11,17 41,7 ± 2,99 53,5 100,3±7,86 65,2 ±12,8 35,0

PO43- 13,1 ±3,24 7,56 ±0,56 42,2 8,58 ±3,26 6,17 ±1,34 28,0

TP 15,7 ±2,13 8,97 ±1,69 42,8 12,5 ±1,05 8,35 ±2,56 33,0

COD 102,5±8,42 21,7±3,19 72,9 115,6±22,2 50,0±13,3 56,8

TSS 316,7±61,9 121,7±33,1 61,6 338,3±57,8 163,3±21,6 51,7

pH 7,26±0,67 7,28±0,58 7,17±0,27 7,47±0,34

DO 3,96±0,39 3,06±0,24 4,02±0,34 3,05±0,11

Hiệu quả xử lý nitơ:

Ở lưu lượng 50 lít/ngày, với TN đầu vào trung bình là 89,8 mg/L và đầu ra

trung bình là 41,7 mg/L, hiệu suất xử lý đạt 53,5%. Với N dạng Nitrat và amôn, lượng

đầu vào trung bình là 41,2 mg/L và 10,5 mg/L tương ứng. Ở đầu ra lượng NO3- trung

bình còn 14,4 mg/L và lượng NH4+ còn 4,04 mg/L. Tính ra có 64,7% nitrat và 61,7%

lượng NH4+ được loại bỏ. Có thể thấy rằng, hệ thống đã loại bỏ khá hiệu quả cả TN,

nitrat và amôn. Khí nâng lưu lượng dòng vào lên 100 lít/ngày, hệ thống đã loại bỏ khá

hiệu quả cả TN và nitơ dạng nitrat và amôn. TN đầu vào trung bình là 100,4 mg/L khi

ra khỏi hệ thống lượng TN trung bình còn 65,2 mg/L, hiệu suất xử lý TN đạt trung

bình đạt 35%. Với N dạng nitrat và amôn, khi đầu vào là 47,9 mg/L và 32,7 mg/L

tương ứng và đầu ra lượng NO3- còn 19,1 mg/L và lượng NH4

+ còn 16,5 mg/L. Tính ra

có 60% nitrat và 49,4% lượng NH4+ được bị loại bỏ.

86

Như vậy hệ thống Sậy đã loại bỏ khá hiệu quả cả TN và nitơ dạng nitrat và

amôn, hiệu suất xử lý TN đạt 35 - 53,5%. Trên đơn vị diện tích, tải trọng TN đưa vào

hệ thống là 4,49 - 5,0 g TN/m2.ngày và lượng loại bỏ tương ứng là 2,4 - 3,5 g

TN/m2.ngày. Kết quả nghiên cứu này phù hợp với nghiên cứu Rai và cs (2015) [117],

sử dụng công nghệ dòng chảy mặt để xử lý nước thải đô thị đã loại bỏ được 1,9 – 7,5 g

TN/m2.ngày. Rodríguez và Brisson (2016) [118] cũng chỉ ra rằng tải trọng loại bỏ TN

của Sậy là 1,1 - 2,9 g TN/m2.ngày. Trái lại nghiên cứu của Vymazal (2007) [23] và

López (2016) [119] lại cho rằng tải trọng loại bỏ TN của hệ Sậy thấp hơn, 1,7 g

TN/m2.ngày và 0,38 - 1,2 g TN/m2.ngày tương ứng. Nguyên nhân chính là do nồng độ

DO trong hệ thống thấp, nhỏ hơn 0,7 mg/L [120]. Bởi vậy, thiếu oxy làm cho việc loại

bỏ TN của hệ thống thấp do hạn chế quá trình nitrat hóa amoni [121].

Để đạt được hiệu quả xử lý TN, cây Sậy hấp thu các chất dinh dưỡng có vai

trò quan trọng trong việc loại bỏ các chất dinh dưỡng trong hệ thống [122]. Ngoài ra,

cộng đồng vi sinh vật xung quanh vùng rễ và rễ cây Sậy rất đa dạng và cao hơn so với

các nơi khác trong vùng đất ngập nước [123]. Mặt khác Sậy chuyển oxy nhiều hơn đến

rễ [118, 124, 125], làm tăng cường quá trình nitrat hóa - khử nitrat xung quanh vùng rễ

cây dẫn đến N được loại bỏ cao hơn [123, 126].

Hình 3.22. Hiệu quả xử lý COD, TN và TP của cây Sậy theo công nghệ dòng mặt

Hiệu quả xử lý photpho:

Ở lưu lượng 50 lít/ngày, hiệu quả xử lý TP và PO43- lần lượt là 42,8% và 42,2%

khi giá trị đầu vào của hệ thống là 15,7 mg P/lít và 13,08 mg P/lít tương ứng. Khi ra

khỏi hệ thống, hàm lượng TP và PO43- còn lại trong nước là 8,97 mg/L và 7,56 mg/L.

Khi tăng lưu lượng đầu vào lên 100 lít/ngày, hiệu quả xử lý TP và PO43- lần lượt là

33% và 28,1% khi giá trị đầu vào của hệ thống là 12,5 mg P/lít và 8,58 mg P/lít tương

87

ứng. Khi ra khỏi hệ thống, hàm lượng TP và PO43- còn lại trong nước là 8,35 mg/L và

6,17 mg/L.

Giống như N, hệ Sậy đã loại bỏ TP ở cả 2 lưu lượng khá hiệu quả, hiệu xuất xử

lý TP đạt 33 – 42,8%. Tính trên đơn vị diện tích, tải trọng TP đưa vào hệ thống là 0,79

- 1,25 g TP/m2.ngày và lượng loại bỏ tương ứng là 0,34 - 0,4 g TP/m2.ngày. Các

nghiên cứu của Rodríguez và Brisson (2016) [118] chỉ ra rằng cây Sậy loại bỏ được

0,2 - 0,6 g TP/m2.ngày. Stone và cs (2002) [40] cho thấy hiệu suất xử lý TP của hệ

thống công nghệ dòng chảy mặt là 25 - 38%. Hiệu quả xử lý P của các loại TVTS khác

nhau, Sậy có khả năng loại bỏ TP cao hơn khoảng 4,6 lần so với Cói (loại bỏ 0,03 -

0,13 g TP/m2.ngày) và cao hơn khoảng 3,2 lần so với Cỏ nến (loại bỏ 0,04 – 0,19 g

TP/m2.ngày). Mỗi loại thực vật có khả năng hấp thụ các chất dinh dưỡng khác nhau,

phụ thuộc vào khả năng sinh trưởng, phát triển và đồng hóa các chất dinh dưỡng [118].

Hiệu quả xử lý của hệ thống được xác định bởi các quá trình sinh học và hóa lý diễn ra

giữa nước thải và các thành phần chính của hệ thống (TVTS và cộng đồng vi sinh vật),

đặc biệt TVTS có vai trò quan trọng trong hoạt động của hệ thống [127]. TVTS hấp

thu, lưu trữ các chất dinh dưỡng và tăng cường các quá trình trung gian bằng cách tăng

bề mặt giá thể để vi sinh vật bám vào, sinh trưởng, phát triển tạo màng sinh học, cung

cấp oxy cho các vùng rễ, vận chuyển nước và chất ô nhiễm [100, 101, 128]. Ngoài ra,

nghiên cứu của Vymazal và Kröpfelova (2008) chỉ ra rằng cây Sậy có lợi thế trong

viêc loai bỏ TP do các điều kiện môi trường của Sậy giúp tăng cường các quá trình hấp

thụ hóa học và kết tụ vật lý giữa các ion phophat và các ion nhôm, sắt hoặc canxi

[129]. Sự kết hợp này hình thành các hợp chất dạng photphat-sắt (Fe-P), photphat-

nhôm (Al-P) hoặc photphat-canxi (Ca-P) [23].

Hiệu quả xử lý COD:

Ở lưu lượng 50 lít/ngày, với lượng COD trung bình đưa vào hệ thống xử lý là

102,5 mg/L (dao động trong khoảng 90,9 mg/L đến 111,9 mg/L) và đầu ra trung bình

là 21,7 mg/L (dao động từ 17,3 mg/L đến 26,6 mg/L), hiệu xuất xử lý COD đat 72,9%.

Khi tăng lưu lượng lên 100 lít/ngày, lượng COD trung bình đưa vào hệ thống xử lý là


là 50 mg/L (dao động từ 37,2 đến 69,6 mg/L), hiệu xuất xử lý COD đạt 56,8%.

Bảng 3.3 và hình 3.22 cho thấy hệ Sậy xử lý hiệu quả COD ở cả 2 lưu lượng

nghiên cứu, hiệu suất xử lý COD đạt 56,8 - 72,9%. Tính trên đơn vị diện tích, tải trọng

COD đưa vào hệ thống là 5,1 - 11,6 g COD/m2.ngày, lượng COD loại bỏ khỏi hệ

thống là 3,7 - 6,6 g COD/m2.ngày. Kết quả nghiên cứu này tương đồng với nghiên cứu

trước đây của Poach và cs, 2004 [42], tải trọng loại bỏ COD của hệ thống là 2,5 - 7,8 g

COD/m2.ngày. Vymazal và Kröpfelová (2011) [121], chỉ ra hiệu quả xử lý COD của

hệ thống dòng chảy mặt đạt 67 - 84%, tải lượng loại bỏ của hệ thống là 3,5 - 63 g

COD/m2.ngày. Mới đây López (2016) [119], khi đánh giá hiệu quả xử lý nước thải

88

sinh hoạt của hệ thống Sậy cũng thu được kết quả tương tự, với hiệu quả xử lý COD

đạt 55 - 63%.

Như vậy hệ Sậy đã loại bỏ hiệu quả TN, TP và COD. Hiệu quả xử lý đạt vậy là

do hệ thống dòng chảy mặt tạo điều kiện hiếu khí để các chất hữu cơ phân hủy sinh

học nhanh hơn [130]. Mặt khác việc loại bỏ các chất hữu cơ trong hệ thống cũng đã

được chứng minh là nhờ các quá trình lắng và lọc (bề mặt thân, lá và rễ cây trong nước

tạo thành các lớp màng, các chất dạng hạt bị chặn, dính bám và bị loại bỏ) [131].

3.2.2.2. Công nghệ dòng chảy trên bề mặt trồng Rau muống

Trong số các loài cây có tính năng làm sạch nước thì Rau muống là cây bản địa

phát triển rất nhanh nhưng dễ kiểm soát vì hạt không thể tự mọc trong nước. Đây lại là

nguồn thực phẩm có nhu cầu lớn nên không phải xử lý lượng sinh khối lớn sau một

chu kỳ sử dụng. Một nghiên cứu công bố trên báo Agricultural Water Management số

95 (2008) cho biết Rau muống hấp thụ các chất có chọn lọc, còn các chất độc hại, hàm

lượng kim loại nặng chủ yếu tập trung trong bùn rễ và rồi lắng xuống đáy nước, trong

khi sản phẩm Rau muống vẫn bảo đảm mức độ an toàn thực phẩm theo các yêu cầu

của Tổ chức Y tế Thế giới (WHO) và Cơ quan Lương Nông Liên hợp quốc (FAO).

Bởi vậy việc sử dụng Rau muống để xử lý nước thải chăn nuôi lợn rổi sử dụng sinh

khối này làm thức ăn cho lợn sẽ giảm chi phí và mang lại hiệu quả kinh tế cho các

trang trại [132].

Hiệu quả xử lý nước thải chăn nuôi lợn của hệ thống công nghệ dòng chảy trên

bề mặt trồng Rau muống được trình bày ở bảng 3.4 và hình 3.23.

Ở lưu lượng 25 lít/ngày: Với TN đầu vào trung bình là 100,3 mg/L, khi ra khỏi

hệ thống lượng TN còn 63,3 mg/L tương ứng với hiệu suất xử lý 36,8%. Cùng với TN,

các dạng nitơ như nitrat và amôn cũng được xem xét. Lượng NH4+ và NO3

- đầu vào

trung bình là 47,9 mg/L và 32,7 mg/L tương ứng. Khi ra khỏi hệ thống, lượng NO3-

trung bình còn 11,3 mg/L và lượng NH4+ còn 15,9 mg/L. Như vậy, có 76,4% nitrat và

51,5% lượng NH4+ bị loại bỏ.

Bảng 3.4. Hiệu quả xử lý của hệ Rau muống theo công nghệ dòng mặt

Chỉ số

(mg/L)


Đầu Vào Đầu Ra H% Đầu Vào Đầu Ra H%

NO3- 47,9 ±3,90 11,3 ±1,88 76,4 41,2 ±3,75 22,1 ±3,47 46,4

NH4+ 32,7 ±4,12 15,9 ±2,94 51,5 10,5 ±2,01 5,4 ±1,20 49,2

TN 100,3 ±8,26 63,3 ±15,50 36,8 89,8 ±11,17 66,7 ±3,90 25,7

PO43- 8,58 ±3,26 5,03 ±0,56 41,4 13,1 ±3,24 8,1 ±0,44 38,1

TP 12,52 ±1,05 7,24 ±1,84 42,2 15,7 ±2,13 11,2 ±2,22 28,6

COD 115,7 ±22,3 52,9 ±16,7 54,3 102,5 ±8,42 66,2 ±6,56 35,5

89

TSS 338,3±57,8 151,7 ±29,3 55,2 316,7 ±61,9 198,3 ±33,1 37,4

pH 7,17±0,29 7,83 ±0,22 7,26 ±0,67 7,01 ±0,33

DO 4,07±0,30 2,87 ±0,24 3,96 ±0,39 2,85 ±0,36

Tải trọng TN đưa vào hệ thống tính trên đơn vị diện tích là 2,51 g TN/m2.ngày

và hiệu suất loại bỏ 36,8% ứng với 0,92 g TN/m2.ngày. Có thể thấy rằng, hệ Rau

muống đã loại bỏ một phần TN và nitơ dạng nitrat và amôn từ nước thải. Tuy nhiên

hiệu quả này kém hơn so với hệ Bèo tây và Sậy.

Hiệu quả xử lý photpho: Hiệu quả xử lý TP và PO43- lần lượt là 42,2% và

41,2% khi giá trị đầu vào của hệ thống là 12,5 mg P/lít và 8,58 mg P/lít tương ứng.

Khi ra khỏi hệ thống, hàm lượng TP và PO43- còn lại trong nước là 7,24 mg/L và 5,03

mg/L. Tính trên đơn vị diện tích, tải trọng TP đưa vào hệ thống là 0,31 g TP/m2.ngày

và lượng loại bỏ theo hiệu suất 42,2% ứng với 0,13 g TP/m2.ngày.

Hiệu quả xử lý COD: Với lượng COD trung bình đưa vào hệ thống xử lý là


là 52,9 mg/L (dao động từ 34,8 mg/L đến 77,2 mg/L), hiệu suất xử lý COD đặt 54,3%.

Tính trên đơn vị diện tích, tải trọng COD đưa vào hệ thống trung bình là 2,9 g

COD/m2.ngày, lượng loại bỏ tương ứng là 1,6 g COD/m2.ngày.

Hình 3.23. Hiệu quả xử lý COD, TN và TP của hệ Rau muống theo công nghệ dòng mặt

Ở lưu lượng 50 lít/ngày: TN đầu vào trung bình là 89,8 mg/L khi ra khỏi hệ

thống còn 66,7 mg/L. Như vậy hiệu suất xử lý TN đạt trung bình 25,7%.

90

N dạng nitrat và amôn với lương đầu vào là 41,2 mg/l và 10,5 mg/l tương ứng.

Ở đầu ra lượng NO3- còn 22,1 mg/l và lượng NH4

+ còn 5,4 mg/l. Tính ra có 46,4%

nitrat và 49,2% lượng NH4+ được bị loại bỏ. Tính trên đơn vị diện tích, tải trọng TN

đưa vào hệ thống là 4,5 g TN/m2.ngày và lượng loại bỏ theo hiệu suất 25,7% tương

ứng với 1,15 g TN/m2.ngày. Có thể thấy rằng, khi tăng lưu lượng đầu vào (gấp 2 lần

lưu lượng nước và 1,79 lần TN), lượng nitơ loại bỏ về số lượng có tăng lên nhưng hiệu

quả loại bỏ tính theo tỷ lệ % TN, nitơ dạng nitrat và amôn đều giảm.

Hình 3.23. Hiệu quả xử lý COD, TN và TP của hệ Rau muống theo công nghệ dòng

mặt

Hiệu quả xử lý TP và PO43- lần lượt là 28,5% và 38,1% khi giá trị đầu vào của

hệ thống là 15,7 mg P/lít và 13,1 mg P/lít tương ứng. Khi ra khỏi hệ thống, hàm lượng

TP và PO43- còn lại trong nước là 11,2 mg P/lít và 8,1 mg P/lít. Tính trên đơn vị diện

tích, tải trọng TP đưa vào hệ thống là 0,75 g TP/m2.ngày và lượng loại bỏ theo hiệu

suất 28,6% ứng với 0,22 g TP/m2.ngày.

Hiệu quả xử lý COD: Lượng COD trung bình đưa vào hệ thống xử lý là 102,5

mg/L (dao động trong khoảng 90,9 mg/L đến 111,9 mg/L) và đầu ra trung bình là 66,2

mg/L (dao động từ 58,7 mg/L đến 75,9 mg/L). Như vây hiệu suất xử lý COD đạt

35,5%. Tính trên đơn vị diện tích, tải trọng COD đưa vào hệ thống trung bình là 5,1 g

COD/m2.ngày, lượng loại bỏ tương ứng là 1,8 g COD/m2.ngày.

Nhìn chung với hai tải lượng nước thải đã thử nghiệm, hệ Rau muống đã loại

bỏ tương đối hiệu quả N, COD và P. Tải trọng loại bỏ COD, TN và TP của hệ thống

lần lượt là 1,6 – 1,8 g COD/m2.ngày, 0,92 -1,15 g TN/m2.ngày và 0,13 – 0,22 g

TP/m2.ngày. Kết quả nghiên cứu này phù hợp với nghiên cứu của Hu (2008) [133], khi

91

sử dụng dòng chảy ngang và dòng chảy sâu trồng Rau muống, sau 48 giờ tải trọng loại

bỏ COD, TN và TP của hệ thống lần tượt là 1,7 – 2,8 g COD/m2.ngày, 0,9 – 1,36 g

TN/m2.ngày và 0,14 – 0,35 g TP/m2.ngày. Li và cs (2007) [134] chỉ ra rằng Rau

muống trồng trên bè nổi đã cho hiệu quả loại bỏ nhanh N từ nước phú dưỡng. Ở nồng

độ TN 4,62 mg/L, Rau muống đã xử lý loại NH4+ trong khoảng từ 81 – 86% trong 6

ngày xử lý, và N-NO3+ trong khoảng 79 - 81% trong 8 ngày. Ở độ TN thấp 1,59mg/L,

hiệu quả loại bỏ tương ứng là 88 - 99% đối với N - NH4+ và 84 - 92% cho N-NO3

+

trong 4 ngày. Khả năng xử lý nước thải chăn nuôi lợn của cây Ngổ trâu và Rau muống

được Nguyen Thiet và cs (2007) [135], thuộc Đại học Cần Thơ quan tâm. Nước thải

thí nghiệm chứa 57,5 mg/L BOD, 36,9 mg/L NH4+và 50,4 mg/L PO4

3-. Tác giả thấy

rằng cả hai loại cây đều sống được trong nước thải tuy nhiên sinh khối giảm khi tăng

nồng độ nước thải. Chất lượng nước được cải thiện nhất là ở nồng độ nước thải cao.

Lượng BOD, NH4+ bị loại gần hết vào cuối thí nghiệm 30 ngày và chưa thấy sự khác

nhau giữa hai cây.

So với hệ thống Bèo tây và Sậy, khả năng loại bỏ COD, TN và TP của hệ

thống Rau muống kém hơn. So với Rau muống, tải trọng loại bỏ các chất ô nhiễm của

Sậy cao hơn khoảng 1,8 - 3,7 lần (Sậy loại bỏ 3,7 - 6,6 g COD/m2.ngày, 2,4 - 3,5 g

TN/ m2.ngày, 0,34 - 0,4 g TP/m2.ngày), tải trọng loại bỏ các chất ô nhiễm của Bèo tây

cao hơn Rau muống khoảng 1,5 - 4 lần (Bèo tây loại bỏ 4,35 - 7,13 g COD/m2.ngày,

2,95 - 4,11 g TN/m2.ngày, 0,43 - 0,54 g TP/m2.ngày). Nguyên nhân chính là do ở hệ

thống xử lý bằng Rau muống, việc loại bỏ N, P do Rau muống chịu trách nhiệm chính

trực tiếp, còn lại một phần nhỏ của việc loại bỏ chất dinh dưỡng là do các thành phần

không liên quan đến thực vật: nitrat hóa / khử nitơ bằng tảo và vi khuẩn và lắng trong

trầm tích. Khác với các loại TVTS khác các quá trình như sự bay hơi NH3, sự cố định

N và chất dinh dưỡng hấp thụ cũng như nitrat hoá/khử nitơ bằng các vi sinh vật lơ

lửng trong hệ Rau muống không đóng vai trò quan trọng trong việc loại bỏ chất dinh

dưỡng trong hệ thống [133].

3.2.3. Công nghệ dòng chảy ngầm

Công nghệ dòng chảy ngầm sử dụng TVTS để xử lý nước thải là một công

nghệ chi phí thấp và thân thiện môi trường, đã được áp dụng rộng rãi để xử lý nhiều

loại nước thải, cũng như ô nhiễm nước sông và nước hồ [117, 122, 129]. Sậy và cỏ

Vetiver có khả năng xử lý nước ô nhiễm cao được đưa vào thực nghiệm với loại hình

công nghệ này.

3.2.3.1. Công nghệ dòng ngầm trồng Sậy

Hệ thống công nghệ dòng chảy ngầm trồng Sậy được thử nghiệm với 3 lưu

lượng nước 25 lít/ngày, 50 lít/ngày, 100 lít/ngày. Hiệu quả xử lý nước thải chăn nuôi

lợn của hệ thống này được trình bày ở bảng 3.5 và hình 3.24.

92

- Hiệu quả xử lý nitơ:

Lưu lượng 25 lít/ngày: TN đầu vào trung bình là 92,6 mg/L, khi ra khỏi hệ

thống lượng TN còn 15,1 mg/L. Tính ra hiệu suất xử lý TN 83,7%. Xét về nitrat và

amôn, lượng NH4+ và NO3

- đầu vào trung bình là 43,7 mg/L và 39,5 mg/L tương ứng.

Khi ra khỏi hệ thống, lượng NO3- trung bình còn 5,67 mg/L và lượng NH4

+ còn 5,55

mg/L ứng với 85,7% nitrat và 88,1% NH4+ bị loại bỏ. Tải trọng TN đưa vào hệ thống

là 2,3 g TN/m2.ngày và lượng loại bỏ theo hiệu suất 83,7% ứng với 1,9 g TN/m2.ngày.

Ở lưu lượng 25 lít/ngày, hệ thống Sậy dòng ngầm đã loại bỏ phần lớn TN, nitơ dạng

nitrat và amôn từ nước thải.

Bảng 3.5. Hiệu quả xử lý của hệ thống Sậy theo công nghệ dòng ngầm

Chỉ số Lưu lượng

25 L/ngày

Lưu lượng

50 L/ngày

Lưu lượng

100 L/ngày

(mg/L) Đầu vào Đầu ra H% Đầu vào Đầu ra H% Đầu vào Đầu ra H%

NO3-

39,5

±3,37

5,67

±4,05 85,7

41,5

±3,11

18,8

±4,31 54,6

65,0

±21,1

33,85

±3,08 47,9

NH4+

43,7

±3,53

5,55

±2,66 88,1

44,7

±4,03

19,8

±3,95 55,6

30,1

±11,7

25,65

±3,83 14,8

TN 92,6

±6,33

15,1

±7,51 83,7

102,0

±3,63

44,9

±10,1 56

107

±7,39

77,31

±7,85 27,8

PO43-

9,22

± 0,97

2,40

±0,78 74

8,76

± 0,57

5,15

± 0,72 41,2

9,18

±0,73

6,74

±0,80 26,6

TP 11,04

±1,00

3,72

±1,47 66,3

10,7

±1,06

6,12

±1,15 42,6

12,0

±0,89

8,98

±0,65 25

COD 108,2

±12,61

22,3

±6,55 79,4

113,9

±10,47

61

±12,49 46,5

120,5

±14,27

84,1

± 3,79 30,2

TSS 355,8

±90,6

31,8

±10,87 91,1

399,3

±105,3

40

±14,5 90

356,3

±41,1

56,25

±8,54 84,2

pH 8,11

±0,23

7,39

±0,24

8,15

±0,21

7,50

±0,26

8,13

±0,3

7,38

±0,1

DO 2,61

±0,5

2,11

±0,18

4,26

±0,37

2,58

±0,44

4,22

±0,2

2,84

±0,23

Lưu lượng 50 lít/ngày: Với TN đầu vào trung bình là 102 mg/l khi ra khỏi hệ

thống lượng TN trung bình còn 44,9 mg/l. Như vậy hiệu suất xử lý TN đạt trung bình

56%. Lượng đầu vào của N dạng Nitrat và amôn là 41,5 mg/l và 44,7 mg/l tương ứng.

Ở đầu ra lượng NO3- còn 18,8 mg/l và NH4

+ còn 19,8 mg/l. Tính ra có 54,6% nitrat và

55,6% NH4+ được loại bỏ. Tính trên đơn vị diện tích, tải trọng TN đưa vào hệ thống là

5,1 g TN/m2.ngày và hiệu suất loại bỏ 56% tương ứng với 2,9 g TN/m2.ngày. Như vậy,

93

khi tăng lưu lượng đầu vào gấp 2 lần tải trọng nước và 2,2 lần TN, hiệu suất loại bỏ

TN tuy giảm nhưng tải trọng loại bỏ TN vẫn tăng 1,5 lần.

Lưu lượng 100 lít/ngày: TN đầu vào trung bình là 107 mg/l, khi ra khỏi hệ

thống lượng TN trung bình còn 77,3 mg/L. Như vậy hiệu suất xử lý TN trung bình đạt

27,8%. N dạng nitrat và amôn có lượng đầu vào là 65 mg/L và 30,1 mg/L tương ứng.

Ở đầu ra lượng NO3- còn 33,9 mg/L và NH4

+ còn 25,7 mg/L. Như vậy có 47,9% nitrat

và 14,8% NH4+ được loại bỏ. Tải trọng TN đưa vào hệ thống là 10,7 g TN/m2.ngày và

lượng loại bỏ tương ứng là 3,0 g TN/m2.ngày. Mặc dù lưu lượng đầu vào của TN tiếp

tục tăng gấp 2 lần tải lượng nước và 2,1 lần TN, hệ thống đã loại bỏ lượng khá lớn cả

TN, nitơ dạng nitrat và amôn.

Hình 3.24. Hiệu quả xử lý COD, TN và TP của hệ thống dòng ngầm trồng Sậy

Bảng 3.5 và hình 3.24 cho thấy hệ thống đã xử lý hiệu quả TN ở cả 3 lưu lượng

đã thử nghiệm. Hiệu suất xử lý TN của hệ thống dao động từ 27,8 – 83,7%, tải trọng

loại bỏ TN của hệ thống dao động khoảng 1,9 – 3,0 g TN/m2.ngày. Kết quả nghiên cứu

của chúng tôi phù hợp với các nghiên cứu mới đây của các tác giả trong và ngoài nước

như: Zheng (2016) [126], cho thấy tải trọng loại bỏ TN của hệ thống dòng ngầm trồng

Sậy và Cỏ nến dao động khoảng 1,7 – 2,8 g TN/ m2.ngày. Theo Rodríguez và cs

(2016) [119], tải trọng loại bỏ TN của Sậy dao động trong khoảng 1,3 – 2,9

TN/m2.ngày. Ngô Thùy Diễm Trang và cs (2012) [136], đã sử dụng bể cát trồng Sậy

có diện tích 19,2 m2 để xử lý nước thải sinh hoạt. Hệ thống hoạt động với 2 lưu lượng

là 600 lít/ngày và 1200 lít/ngày, tải trọng loại bỏ TN của hệ thống dao động trong

khoảng 1,4 – 4,0 g TN/m2.ngày. Để đạt được hiệu quả như trên việc loại bỏ N được

thực hiện bởi quá trình nitrat hóa và khử nitrat, chế độ dòng chảy ngầm gần với điều

94

kiện kỵ khí ngoại trừ lớp mỏng trên đỉnh và các điểm nhỏ gần rễ cây [118, 119, 126,

137]. Theo thời gian, Sậy ngày càng sinh trưởng và phát triển trong hệ thống, đóng vai

trò trực tiếp hoặc gián tiếp liên quan để quá trình hấp thụ và đồng hóa các chất dinh

dưỡng, cung cấp chất nền cho sự tăng trưởng của vi khuẩn đồng thời cung cấp oxy cho

các quá trình nitrat hóa [122].

- Hiệu quả xử lý photpho:

Lưu lượng nước thải 25 lít/ngày: Hiệu quả xử lý Tổng P và PO43- lần lượt là

66,3% và 74% khi giá trị đầu vào của hệ thống là 11,04 mg P/L và 9,22 mg P/L tương

ứng. Khi ra khỏi hệ thống, hàm lượng TP và PO43- còn lại trong nước là 3,72 mg/L và

2,40 mg/L. Tính trên đơn vị diện tích, tải trọng TP đưa vào hệ thống là 0,28 g

TP/m2.ngày và lượng loại bỏ theo hiệu suất 66,3% ứng với 0,18 g TP/m2.ngày.

Lưu lượng nước thải 50 lít/ngày: Hiệu quả xử lý TP và PO43-lần lượt là 42,6%

và 41,2% khi giá trị đầu vào của hệ thống là 10,7 mg/L và 8,8 mg/Lít tương ứng. Khi

ra khỏi hệ thống, hàm lượng TP và PO43- còn lại trong nước là 6,12 mg/L và 5,15

mg/L. Tính trên đơn vị diện tích, tải trọng TP đưa vào hệ thống là 0,53 g TP/m2.ngày

và lượng loại bỏ theo hiệu suất 42,6% ứng với 0,23 g TP/m2.ngày, cao hơn gấp 1,28

lần khi chạy hệ thống ở lưu lượng 25 lít/ngày.

Lưu lượng 100 lít/ngày: Hiệu quả xử lý TP và PO43- lần lượt là 25% và 26,6%

khi giá trị đầu vào của hệ thống là 12 mg/L và 9,2 mg/L tương ứng. Khi ra khỏi hệ

thống, hàm lượng TP và PO43- còn lại trong nước là 8,98 mg/L và 6,74 mg/L. Tính trên

đơn vị diện tích, tải trọng TP đưa vào hệ thống là 1,2 g TP/m2.ngày và lượng loại bỏ

theo hiệu suất 25% ứng với 0,3 g TP/m2.ngày. Như vậy khi tiếp tục tăng lưu lượng đầu

vào gấp đôi thì hệ thống đã loại bỏ hiệu quả TP, tải trong loại bỏ TP tăng 1,3 lần.

Như vậy hệ thống Sậy dòng ngầm đã xử lý TP đạt hiệu suất trong khoảng từ 25

– 66,3%, tải trọng loại bỏ TP của hệ thống dao động trong khoảng từ 0,18 - 0,3 g

TP/m2.ngày. Nghiên cứu của Vymazal (2007) [23], cũng chỉ ra rằng tải trọng loại bỏ

TP của hệ thống dòng chảy ngầm là 0,2 g TP/m2.ngày. Theo Hossein Rezaie (2014),

tải trọng loại bỏ TP của hệ thống xử lý nước thải đô thị bằng công nghệ ngầm trồng

Sậy là 0,27 g TP/m2.ngày. Nghiên cứu mới đây của Zheng (2016) [126], cũng thu

được kết quả tương tự, tải trọng loại bỏ TP của hệ thống dòng ngầm trồng Sậy và Cỏ

nến là 0,24 g TP/m2.ngày.

Từ kết quả nghiên cứu ta thấy hệ thống Sậy dòng ngầm loại bỏ P thấp hơn hệ

thống Sậy dòng mặt (tải trọng loại bỏ P dòng mặt cao hơn dòng ngầm 1,48 lần ở lưu

lượng 50 lít/ngày, cao hơn 1,33 lần ở lưu lượng 100 lít/ngày). Loại bỏ P hệ thống dòng

ngầm về cơ bản là giống với hệ thống dòng mặt. Môi trường đặc biệt đòi hỏi để loại P

do hút bám thực sự hiệu quả. Tuy nhiên việc loại bỏ P trong hệ thống dòng ngầm

95

không hiệu quả vì sự tiếp xúc hạn chế giữa các vị trí hút bám và nước thải, phụ thuộc

vào lưu lượng, thời gian lưu, đặc điểm môi trường [ 118, 119, 126, 137].

- Hiệu quả xử lý COD:

- Lưu lượng nước thải 25 lít/ngày: Lượng COD trung bình đưa vào hệ thống là

108,2 mg/L. Khi ra khỏi hệ thống lượng COD còn trung bình là 22,3 mg/L. Tính ra

hiệu suất xử lý COD đạt 79,4%, tải trọng đưa vào hệ thống là 2,7 g COD/ m2.ngày, đã

loại bỏ được 2,1 g COD/ m2.ngày.

- Lưu lượng nước thải 50 lít/ngày: Hàm lượng COD trung bình đưa vào hệ

thống là 113,9 mg/L. Khi ra khỏi hệ thống lượng COD còn trung bình là 61 mg/L.

Tính ra hiệu suất xử lý COD đạt 46,5%, tải trọng đưa vào hệ thống là 5,6 g COD/

m2.ngày, đã loại bỏ được 2,6 g COD/ m2.ngày. Như vậy mặc dù tăng lưu lượng lên gấp

2 lần nhưng tải trọng loại bỏ COD của hệ thống vẫn cao hơn 1,24 lần.

- Lưu lượng 100 lít/ngày: Hàm lượng COD trung bình đưa vào hệ thống là

120,5 mg/L. Khi ra khỏi hệ thống lượng COD còn trung bình là 84,1 mg/L. Tính ra

hiệu suất xử lý COD đạt 30,2%, tải trọng đưa vào hệ thống là 12,1 g COD/m2.ngày, đã

loại bỏ được 3,7 g COD/m2.ngày. Mặc dù tăng lưu lượng lên gấp 2 lần nhưng tải trọng

loại bỏ COD của hệ thống vẫn cao hơn 1,4 lần.

Như vậy hiệu suất xử lý COD của hệ Sậy dòng ngầm dao động trong khoảng

30,2 -79,4%. Tính trên đơn vị diện tích, tải trọng loại bỏ COD của hệ thống dao động

trong khoản 2,1 – 3,7 g COD/m2.ngày. Nghiên cứu của Shahi và cs (2013) [137] cũng

chỉ ra rằng hiệu suất xử lý COD của Sậy dòng chảy ngầm là 59%, tải trọng loại bỏ

COD của hệ thống dao động trong khoản 1,6 – 3,4 g COD/m2.ngày. Haque và cs

(2015) [47] cũng thu được kết quả tương đồng, tải trọng loại bỏ COD của hệ thống 2,4

g COD/m2.ngày. Lê Tuấn Anh (2013) [69], hiệu suất xử lý COD của mô hình công

nghệ dòng chảy ngầm trồng Sậy, Cói là 76%. Nguyễn Thành Lộc và cs (2015) [70],

hiệu quả xử lý COD của hệ thống dòng chảy ngầm là 61,2 – 83,2%.

Nói chung với 3 lưu lượng nước thải đã thử nghiệm, hệ thống dòng ngầm trồng

Sậy đã loại bỏ tương đối hiệu quả COD. Có được kết quả như trên hệ thống dòng chảy

ngầm trồng Sậy đã loại bỏ COD bằng cơ chế sinh học và vật lý [119, 126]. Sự loại bỏ

này xảy ra trước hết dưới điều kiện kỵ khí, tuy nhiên một phần được biến đổi nhờ các

thể sống tuỳ nghi, tốc độ loại bỏ liên quan đến thời gian lưu và nhiệt độ [126, 138].

Các nghiên cứu mới đây cũng chỉ ra rằng COD được loại bỏ chủ yếu là do cơ chế lắng

và lọc, hệ thống dòng chảy ngầm do không có vùng mặt nước thoáng, đã tránh được

luồng gió và vẩn đục phần lớn các chất hữu cơ sẽ lắng hoặc bị giữ lại ở khoảng cách từ

10 đến 20% tính từ đầu vào [119, 126].

96

3.2.3.2. Công nghệ dòng chảy ngầm trồng Vetiver

Cỏ Vetiver hiện đang được sử dụng tại hơn 40 quốc gia có khí hậu nhiệt đới và

cận nhiệt đới cho mục đích bảo vệ môi trường khác nhau [139]. Với tiềm năng loại bỏ

một số lượng rất cao N, P và tăng trưởng rất nhanh chóng, cỏ Vetiver có thể được sử

dụng để giảm khối lượng và loại bỏ các chất dinh dưỡng trong nước thải từ nước thải

lò mổ, trại chăn nuôi, trại lợn và các ngành công nghiệp chăn nuôi thâm canh khác

[143]. Bởi vậy chúng tôi tiến hành thí nghiệm ứng dụng công nghệ dòng chảy

ngầm sử dụng cỏ Vetiver để xử lý nước thải chăn nuôi lợn sau giai đoạn xử lý vi sinh

vật. Thí nghiệm được chạy với 3 lưu lượng là 25 lít/ngày, 50 lít/ngày và 100 lít/ngày.

Kết quả thu được về hiệu quả xử lý thải chăn nuôi lợn của hệ thống công nghệ dòng

chảy ngầm trồng cỏ Vetiver trình bày ở bảng 3.6 và hình 3.25.

Bảng 3.6. Hiệu quả xử lý của hệ thống cỏ Vetiver theo công nghệ dòng ngầm

Chỉ số

(mg/L)

Lưu lượng 25 l/ngày Lưu lượng 50 l/ngày Lưu lượng 100 l/ngày

Đầu vào Đầu ra H% Đầu vào Đầu ra H% Đầu vào Đầu ra H%

NO3-

39,5

±3,37

2,95

±2,01 92,5

41,5

±3,11

15,14

±4,97 63,5

65,0

±21,1

31,75

±3,96 51,1

NH4+

43,7

±3,53

4,29

±3,44 90,2

44,7

±4.03

16,92

±2,88 62,1

30,09

±11,68

25,85

±1,45 14,1

TN 92,6

±6,33

10,42

±6,59 88,7

102,0

±3,63

37,21

±8,57 63,5

107

±7,39

65,69

±6,67 38,6

PO43-

9,22

±0,97

2,65

±0,79 71,3

8,76

±0,57

4,97

±0,72 43,3

9,18

±0,73

6,26

±0,43 31,8

TP 11,05

±1,00

3,82

±1,51 65,4

10,67

±1,06

6,45

±0,62 39,6

11,97

±0,89

8,67

±0,65 27,6

COD 108,2

±12,6

20,08

±5,80 81,5

113,9

±10,47

56,55

±13,74 50,4

120,5

±14,27

73,8

± 2,67 38,7

TSS 355,8

±90,60

33,33

±10,8 90,6

399,3

±105,3

60

±10,48 85,0

356,3

±41,1

70,0

± 9,13 80,4

pH 8,11

±0,23

7,65

±0,20

8,15

±0,21

7,64

±0,25

8,13

±0,30

7,91

±0,22

DO 2,61

±0,50

3,11

±0,30

4,26

±0,37

3,33

±0,27

4,22

±0,20

3,40

±0,19

- Hiệu quả xử lý nitơ: Ở lưu lượng nước thải 25 lít/ngày, TN đầu vào trung

bình là 92,6 mg/L, hiệu suất xử lý TN 88,7%. Lượng NH4+ và NO3

- đầu vào trung bình

là 43,7 mg/L và 39,5 mg/L tương ứng. Khi ra khỏi hệ thống, lượng NO3- trung bình

còn 2,95 mg/L và lượng NH4+ còn 4,29 mg/L. Như vậy, có 92,5% nitrat và 90,2%

lượng NH4+ bị loại bỏ. Tải trọng TN đưa vào hệ thống tính trên đơn vị diện tích là 2,3

97

g TN/m2.ngày và lượng loại bỏ theo hiệu suất 88,7% ứng với 2,05 g TN /m2.ngày. Ở

lưu lượng 25 lít/ngày, hệ thống cỏ Vetiver dòng ngầm đã loại bỏ gần hết TN và nitơ

dạng nitrat và amôn từ nước thải.

Khi tăng lưu lượng lên 50 lít/ngày, với TN đầu vào trung bình là 102 mg/L khi

ra khỏi hệ thống lượng TN trung bình còn 37,2 mg/L, hiệu suất xử lý TN đạt 63,5%.

Với nitơ nitrat và amôn, lượng đầu vào là 41,49 mg/L và 44,65 mg/L và đầu ra còn

15,14 mg/L và 16,92 mg/L. Tính ra có 63,5% nitrat và 62,1% lượng NH4+ được loại

bỏ. Tính trên đơn vị diện tích, tải trọng TN đưa vào hệ thống là 5,1 g TN/m2.ngày và

lượng loại bỏ tương ứng với 3,24 g TN/m2.ngày (hiệu suất 63,5%). So với lưu lượng

nước 25 lít/ngày, ở lưu lượng 50 lít/ngày, hiệu quả loại bỏ TN của hệ thống dòng chảy

ngầm trồng cỏ Vetiver về % có giảm nhưng lượng TN loại bỏ về số lượng vẫn tăng.

Ở lưu lượng 100 lít/ngày, TN đầu vào trung bình là 107 mg/L, khi ra khỏi hệ

thống lượng TN trung bình còn 65,7 mg/L, hiệu suất xử lý TN đạt trung bình 38,6%.

Với nitrat và amôn, lượng đầu vào là 65 mg/L và 30,1 mg/L tương ứng. Ở đầu ra

lượng NO3- còn 31,8 mg/L và lượng NH4

+ còn 25,9 mg/L. Hiệu suất xử lý NO3- đạt

51,1%, NH4+ đạt 14,1%. Tính trên đơn vị diện tích, tải trọng TN đưa vào hệ thống là

10,7 g TN/m2.ngày và lượng loại bỏ theo hiệu suất 38,6% tương ứng với 4,13 g

TN/m2.ngày. Mặc dù tải lượng đầu vào của TN tiếp tục tăng gấp 2 lần về tải lượng

nước và 2,1 lần về TN, hệ thống vẫn loại bỏ cả TN, nitơ dạng nitrat và amôn với lượng

khá lớn.

Như vậy hệ thống công nghệ dòng chảy ngầm trồng cỏ Vetiver đã loại bỏ hiệu

quả TN, tải trọng loại bỏ TN dao động trong khoảng 2,05 - 4,13 g TN/m2.ngày.

Nghiên cứu trước đây ở Úc, Ash & Truong (2004) [139], sử dụng cỏ Vetiver để xử lý

nước thải cũng thu được kết quả tượng tự, tải trọng loại bỏ TN của hệ thống xử lý dao

động trong khoảng 2,1 - 5,2 g TN/m2.ngày. Nghiên cứu của Akbarzadeh và cs (2015)

[141], cũng thu được kết quả tương tự, tải trọng loại bỏ TN của hệ thống sử dụng cỏ

Vetiver để xử lý nước sinh hoạt và nước thải kênh mương thủy lợi dao động trong

khoảng 2,5 - 4,7 g TN/m2.ngày. Trong cùng điều kiện thí nghiệm so với hệ thống Sậy

ngầm thì tải trọng loại bỏ TN của cỏ Vetiver cao hơn khoảng 1,08 - 1,38 lần (tải trọng

loại bỏ TN của hệ thống Sậy ngầm dao động khoảng 1,9 - 3,0 g TN/m2.ngày). Cỏ

Vetiver có hệ thống rễ có thể phát triển sâu 5 m và dày đặc của nó giúp cải thiện sự ổn

định, tăng cường hấp thu chất dinh dưỡng và cung cấp một môi trường thích hợp cho

quá trình vi sinh vật trong vùng rễ, tăng cường quá trình nitrat hoá và khử nitrat giúp

tăng hiệu quả loại bỏ N của hệ thống [139, 142]. Hệ thống đất ngập nước dòng ngầm

loại đến 86% N trong nước thải, trong khi các hệ thống xử lý khác loại 20 - 70% [23].

- Hiệu quả xử lý photpho: Ở lưu lượng nước thải 25 lít/ngày, hiệu quả xử lý TP

và PO43- lần lượt là 65,4% và 71,3% khi giá trị đầu vào của hệ thống là 11,05 mg P/lít

và 9,22 mg P/lít tương ứng. Khi ra khỏi hệ thống, hàm lượng TP và PO43- còn lại trong

nước là 3,82 mg/L và 2,65 mg/L. Tính trên đơn vị diện tích, tải trọng TP đưa vào hệ

98

thống là 0,28 g TP/m2.ngày và lượng loại bỏ theo hiệu suất 65,4% ứng với 0,18 g

TP/m2.ngày.

Khi tăng lưu lượng lên gấp đôi 50 lít/m2.ngày, hiệu quả xử lý TP và PO43- lần

lượt là 39,6% và 43,3% khi giá trị đầu vào của hệ thống là 10,67 mg P/lít và 8,76 mg

P/lít tương ứng. Khi ra khỏi hệ thống, hàm lượng TP còn lại trong nước là 6,45 mg/L.

Tính trên đơn vị diện tích, tải lượng TP đưa vào hệ thống là 0,53 g/m2.ngày và lượng

loại bỏ theo hiệu suất 39,6% ứng với 0,21 g TP/m2.ngày. Như vậy khi tăng lưu lượng

lên gấp đôi, hiệu suất xử lý giảm nhưng tải trọng loại bỏ TP của hệ thống cao hơn 1,17

lần so với khi chạy ở lưu lượng 25 lít/ngày.

Hiệu quả xử lý TP và PO43- khí chạy ở lưu lượng 100 lít/ngày lần lượt là 27,6%

và 31,8% khi giá trị đầu vào của hệ thống là 11,97 mg P/lít và 9,18 mg P/lít tương ứng.

Khi ra khỏi hệ thống, hàm lượng TP và PO43- còn lại trong nước là 8,67 mg/L và 6,26

mg/L. Tính trên đơn vị diện tích, tải trọng TP đưa vào hệ thống là 1,2 g TP/m2.ngày và

lượng loại bỏ theo hiệu suất 27,6% ứng với 0,33 g TP/m2.ngày.

Hình 3.25. Hiệu quả xử lý COD, TN và TP của hệ thống dòng ngầm trồng cỏ Vetiver

Nói chung với 3 tải lượng nước thải đã thử nghiệm, hệ thống dòng ngầm trồng

cỏ Vetiver đã loại bỏ TP với hiệu suất 27,6% - 65,4%, tải trọng loại bỏ TP của hệ

thống dao động trong khoảng 0,18 - 0,33 g TP/m2.ngày. Năm 2008, Boonsong và cs

cũng thu được kết quả tương tự khi sử dụng cỏ Vetiver để xử lý nước thải sinh hoạt, tải

trọng loại bỏ TP của hệ thống xử lý dao động trong khoản 0,12 – 0,31 g TP/m2.ngày

[143]. Rezaie và cs (2014) [104], tải trọng loại bỏ TP của hệ thống xử lý nước thải đô

thị bằng công nghệ ngầm trồng cỏ Nến là 0,22 g TP/m2.ngày. Nghiên cứu mới đây của

Akbarzadeh và cs (2015) [141] cũng thu được kết quả tương tự, tải trọng loại bỏ TP

99

của hệ thống sử dụng cỏ Vetiver để xử lý nước sinh hoạt và nước thải kênh mương

thủy lợi dao động trong khoảng 0,21 - 0,42 g TP/m2.ngày. Trong hệ thống dòng ngầm,

photpho được loại bỏ chủ yếu do sự hấp thụ của thực vật, các quá trình đồng hoá của

vi khuẩn, sự hấp phụ lên đất, vật liệu lọc (chủ yếu là lên đất sét) và các chất hữu cơ,

kết tủa và lắng. So với dòng chảy mặt, việc loại bỏ P trong dòng ngầm không hiệu quả

vì sự tiếp xúc hạn chế giữa các vị trí hút bám và nước thải. Phụ thuộc vào lưu lượng,

thời gian lưu, đặc điểm môi trường, loại bỏ P có thể đạt 10 - 40% lượng P dòng vào

trong khi dòng mặt có thể loại bỏ P đạt từ 30 - 60% [23, 141, 143].

- Hiệu quả xử lý COD: Ở lưu lượng nước thải 25 lít/ngày, COD đầu vào trung

bình là 108,2 mg/L, khi ra khỏi hệ thống, COD trung bình còn 20,1 mg/L, hiệu suất xử

lý COD đạt 81,5%. Tải trọng COD đưa vào hệ thống tính trên đơn vị diện tích là 2,7 g

COD/m2.ngày và lượng loại bỏ COD khỏi hệ thống tương ứng là 2,2 g COD /m2.ngày.

Khi tăng lưu lượng lên 50 lít/ngày, với COD đầu vào trung bình là 113,9 mg/L

khi ra khỏi hệ thống lượng COD trung bình còn 56,6 mg/L, hiệu suất xử lý COD đạt

50,4%. Tính trên đơn vị diện tích, tải trọng TN đưa vào hệ thống là 5,7 g

COD/m2.ngày và lượng loại bỏ tương ứng với 2,87 g COD/m2.ngày. So với lưu lượng

nước 25 l/ngày, ở lưu lượng 50 lít/m2.ngày, hiệu quả loại bỏ COD của hệ thống dòng

chảy ngầm trồng cỏ Vetiver về phần trăm có giảm nhưng lượng COD loại bỏ về số

lượng vẫn tăng.

Hệ thống tiếp tục chạy với lưu lượng tăng gấp đôi (100 lít/ngày), COD đầu vào

trung bình là 120,5 mg/L, khi ra khỏi hệ thống lượng COD trung bình còn 73,8 mg/L,

hiệu suất xử lý COD đạt trung bình 38,7%. Tính trên đơn vị diện tích, tải trọng COD

đưa vào hệ thống là 12,1 g COD/m2.ngày và lượng loại bỏ theo hiệu suất 38,7% tương

ứng với 4,68 g COD/m2.ngày. Mặc dù lưu lượng đầu vào COD tiếp tục tăng gấp 2 lần,

hệ thống vẫn loại COD với lượng khá lớn.

Như vậy với 3 lưu lương đã nghiên cứu hệ thống cỏ Vetiver ngầm đã xử lý

COD với hiệu suất dao động trong khoảng 38,7 - 81,5%, tải trọng loại bỏ COD của hệ

thống dao động trong khoản 2,2 – 4,68 g COD/m2.ngày. Kết quả nghiên cứu của chúng

tôi cũng phù hợp với các kết quả nghiên cứu của các tác giả trong và ngoài nước

Boonsong và cs (2008) [143], sử dụng cỏ Vetiver để xử lý nước thải sinh hoạt, tải

trọng loại bỏ COD của hệ thống xử lý dao động trong khoản 3,12 - 4,9 g

COD/m2.ngày. Tương tự González và cs (2009) [138], sử dụng công nghệ dòng chảy

ngầm xử lý nước thải chăn nuôi lợn đã thu được hiệu suất xử lý COD là 52 – 78%;

Trần Văn Tựa và cs (2008) [65], tải trọng loại bỏ COD của cỏ Vetiver là 3,16 g

COD/m2.ngày; Nguyễn Thành Lộc và cs (2015) [70] hiệu quả xử lý COD của hệ thống

dòng chảy ngầm là 61,2 - 83,2%.

Với đặc tính chịu được điều kiện khí hậu bất lợi như sương giá, hạn hán, lũ

lụt và ngập úng, chống chịu tốt với điều kiện thổ nhưỡng bất lợi như đất chua cao và

100

kiềm, muối natri và magiê, độc tính nhôm và mangan, khả năng loại bỏ các chất ô

nhiễm cao [139]. Cỏ Vetiver đã được chứng minh là có khả năng hấp thụ nitơ rất cao

(lên đến 10.000 kg N/ha/năm) và photpho (lên đến 1.000 kg/ha/năm) [144]. Bởi vậy sử

dụng Cỏ Vetiver để xử lý nước thải chăn nuôi lợn đã loại bỏ COD, TN, TP hiệu quả.

Mặt khác thân Cỏ dày, cứng, mọc thẳng đứng có thể làm giảm vận tốc dòng chảy, tăng

thời gian bị giam giữ và tăng cường lắng đọng trầm tích và trầm tích bị ràng buộc chất

gây ô nhiễm. Hệ thống rễ có thể phát triển sâu 5 m và dày đặc của nó giúp cải thiện sự

ổn định, tăng cường hấp thu chất dinh dưỡng và cung cấp một môi trường thích hợp

cho quá trình vi sinh vật trong vùng rễ [139, 142]. Ngoài ra, rễ cỏ Vetiver phát triển rất

dày và có đường kính rễ trung bình giữa 0,5 và 1 mm. Với đặc điểm này hệ thống rễ

cỏ Vetiver ngang bằng với hệ thống lọc nhanh (kích thước hạt 5mm) [145].

3.2.4. Hệ thống phối hợp các thực vật thủy sinh

3.2.4.1 Hệ thống phối hợp Bèo tây và Sậy

Trong 03 hệ thống nghiên cứu trên, hiệu quả cao nhận được ở hệ thống thực vật

lá nổi trồng Bèo tây và hệ thống dòng mặt trồng Sậy. Tiếp theo chúng tôi thực nghiệm

hệ thống phối hợp giữa Bèo tây và Sậy nhằm đánh giá hiệu quả xử lý khi phối hợp hai

hệ với nhau. Trong hệ thống này, chúng tôi chọn lưu lượng 100 lít/ngày (tính theo đơn

vị diện tích là 50 lít/m2.ngày) là tải lượng hiệu quả nhất xét về cả hiệu quả xử lý, tính

kinh tế và khả năng ứng dụng. Kết quả thu được về hiệu quả xử lý COD, N và P từ

nước thải chăn nuôi lợn của hệ phối hợp với lưu lượng nước thải 100 lít/ngày trình bày

ở bảng 3.7 và hình 3.26.

Bảng 3.7. Hiệu quả xử lý của hệ thống phối hợp Bèo tây và Sậy

Chỉ số

(mg/L)

Lưu lượng 100 L/ngày

Đầu vào ĐR-B1 HB1% ĐR-B2 HB2 % H%

NO3- 79,5 ± 3,54 30,6 ± 8,50 61,6 12,2± 7,44 60,2 84,9

NH4+ 20,81 ± 2,71 11,6 ± 5,10 44,5 7,22 ± 4,37 37,5 65,3

TN 107,4 ± 3,66 52,5 ±15,8 51,2 24,9 ± 11,98 52,6 76,8

PO43- 9,84 ± 0,75 4,47 ± 1,11 54,6 2,81 ± 1,46 37,1 71,4

TP 12,14 ± 0,97 5,78 ± 1,76 57,8 3,79 ± 1,71 43,4 68,8

COD 155,9 ± 11,13 72,4 ± 11,4 53,5 47,1 ± 9,66 35 69,8

TSS 320,1 ± 93,7 136,6 ± 56,9 57,3 55,9 ± 26,04 59,1 82,6

pH 6,98 ± 0,79 7,61 ± 0,38 7,68 ± 0,18

DO 3,77 ± 0,49 2,49 ± 0,39 3,49 ± 0,27

Ghi chú: ĐR-B1: đầu ra bể Bèo tây; HB1: hiệu suất xử lý bể Bèo tây; ĐR–B2: đầu ra

bể Sậy; HB2: hiệu suất xử lý bể Sậy; H: hiệu suất xử lý của hệ thống Bèo tây – Sậy.

- Hiệu quả xử lý nitơ: Với TN đầu vào trung bình là 107,4 mg/L, khi ra khỏi

bể bèo lượng TN còn 52,45 mg/L, ứng với hiệu suất xử lý TN đạt 51,2%. Sau khi chảy

101

tiếp qua bể trồng Sậy rồi ra ngoài, lượng TN còn trung bình 24,9 mg/L và hiệu suất xử

lý đạt 52,6%. Tính chung toàn bộ hệ thống phối hợp loại được 76,8% TN. Với N dạng

Nitrat và amôn, lượng đầu vào trung bình là 79,5 mg/L và 20,8 mg/L tương ứng. Ở

đầu ra của cả hệ thống phối hợp, lượng NO3- trung bình còn 12,17 mg/L và lượng

NH4+ còn 7,22 mg/L. Tính ra có 84,7% nitrat và 65,3% lượng NH4

+ được loại bỏ. Mặc

dù tải lượng đầu vào của TN là khá cao, hệ thống đã loại bỏ hiệu quả cả TN và nitơ

dạng nitrat và amôn.

Hình 3.26. Hiệu quả xử lý COD, TN và TP của hệ thống phối hợp Bèo tây – Sậy

Ghi chú: ĐV-B1 là đầu vào bể Bèo tây, ĐR – B1 là đầu ra bể Bèo tây,

ĐR -B2 là đầu ra bể trồng Sậy

Tính trên đơn vị diện tích, tải trọng TN đưa vào hệ thống là 5,37 g/m2.ngày và

lượng loại bỏ theo hiệu suất 76,8% ứng với 4,12 g TN/m2.ngày. Kết quả nghiện cứu

này cao hơn so với các hệ thống xử lý chỉ sử dụng 1 loại TVTS như:

Tính trung bình tải trọng loại bỏ TN của hệ thống phối hợp cao hơn cao hơn

khoảng 12,1 lần so với nghiên cứu của Erkan Kalipci (2011) [96] (tải trọng loại bỏ TN

của hệ thống sử dụng công nghệ dòng chảy ngầm ngang trồng Sậy là 0,34 g

TN/m2.ngày). Hiệu quả loại bỏ TN của hệ thống phối hợp cao hơn khoảng 3,4 - 10,8

lần so với nghiên cứu của López và cs (2016) [119] (tải trọng loại bỏ TN của hệ thống

sử dụng công nghệ dòng chảy ngầm trồng Sậy là 0,38 – 1,2 g TN/m2.ngày).

So với một số nghiên cứu trong nước cũng thu được kết quả tương tự, Phạm

Huy Khánh (2012) [68], sử dụng Bèo tây để xử lý nước thải sinh hoạt, tải trọng loại bỏ

TN của hệ thống dao động trong khoảng 0,82 – 1,02 g TN/m2.ngày. Lưu Huy Mạnh và

cs (2014) [146], tải trọng loại bỏ TN của hệ thống trồng cỏ Vetiver xử lý nước thải giết

mổ lợn là 1,08 TN/m2.ngày. Để thu được kết quả như trên nguyên nhân chính là do

102

nồng độ DO dòng chảy mặt cao hơn, giúp tăng cường quá trình nitrat hóa làm tăng

hiệu suất xử lý TN trong hệ thống.

- Hiệu quả xử lý TP: Với TP đầu vào của hệ thống là 12,14 mg P/lít, khi ra

khỏi hệ thống, hàm lượng TP còn lại trong nước là 3,79 mg/L. Như vậy Hiệu suất xử

lý TP của hệ thống là 68,8%. Tính trên đơn vị diện tích, tải trọng TP đưa vào hệ thống

là 0,61 g TP/m2.ngày và lượng loại bỏ theo hiệu suất 68,8% ứng với 0,42 g

TP/m2.ngày. Ở Thái Lan, Sohsalam và cs (2008) [43], sử dụng Cói, Chuối hoa, Thủy

trúc, Hương bồ lá hẹp để xử lý nước thải chế biến thủy sản cũng thu được kết quả

tương tự, tải trọng loại bỏ TP của hệ thống dao động trong khoảng 0,17 – 0,49 g

TP/m2.ngày. Nghiên cứu mới đây của Valipour và cs (2015) [105], sử dụng hệ thống

thực vật nổi kết hợp với màng vi sinh vật để xử lý nước thải cũng thu được kết quả

tương tự, tải trọng TP loại bỏ khỏi hệ thống dao động trong khoảng 0,32 – 0,51 g

TP/m2.ngày.

Giống như N, hiệu quả xử lý TP của hệ thống phối hợp Bèo tây, Sậy cao hơn so

với các hệ thống xử lý chỉ sử dụng 1 loại TVTS. Tải trọng loại bỏ TP của hệ thống

phối hợp cao hơn khoản từ 2,2 lần so với nghiên cứu của Zheng và cs (2016) [126], sử

dụng công nghệ dòng chảy mặt trồng Sậy (tải trọng loại bỏ TP của hệ thống xử lý 0,19

g TP/m2.ngày), cao hơn khoảng từ 1,75 lần so với hệ thống xử lý dòng chảy ngầm

trồng Sậy (tải trọng loại bỏ TP của hệ thống xử lý Sậy ngầm 0,24 g TP/m2.ngày). Mặt

khác so với các nghiên cứu trong nước cũng thu được kết quả tương tự, cao hơn

khoảng từ 1,75 – 5,3 lần so với kết quả nghiên cứu của Trần Văn Tựa và cs (2011)

[67], sử dụng Bèo cái để xử lý nước thải chế biến thủy sản với tải trọng loại bỏ TP của

hệ thống xử lý dao động trong khoản 0,08 – 0,24 g TP/m2.ngày, cao hơn khoảng 3 –

5,3 lần so với kết quả nghiên cứu của Phạm Khánh Huy (2012) [68], sử dụng Bèo tây

để xử lý nước thải với tải trọng loại bỏ TP của hệ thống là 0,08 – 0,14 g TP/m2.ngày.

Nguyên nhân chính là do hệ phối hợp đã tận dụng được các ưu điểm của hệ thống xử

lý sử dụng Bèo tây và Sậy.

Nhiều nghiên cứu đã chứng minh rằng photpho có thể bị loại bỏ từ 30 – 60%

trong đất ngập nước có trồng các loài cây Scirpus sp., Phragmites sp. và Typha sp.

(Billore et al., 1999; Brix, 1997; Reed et al., 1995; US-EPA, 1988). Một số ít phospho

(dưới 20%) được các loài vi khuẩn, nấm và tảo hấp thụ (Moss 1988). Phần photpho

còn lại được giữ trong nền đất ngập nước và hệ thống rễ cây theo hai cơ chế: Hấp thụ

hóa học và kết tụ vật lý giữa các ion photphat và các ion nhôm, sắt hoặc canxi. Sự kết

hợp này hình thành các hợp chất dạng photphat-sắt (Fe-P), photphat-nhôm (Al-P) hoặc

phophat-canxi (Ca-P) (Fried và Dean, 1955) [23].

Dong và cs, năm 2010, thực nghiệm xử lý nước thải chăn nuôi lợn sau hồ kỵ

khí theo công nghệ đất ngập nước dòng mặt cho hiệu quả xử lý TKN, NH4+, PO4

3- và

COD là đáng kể. Tác giả còn cho thấy quần xã vi khuẩn trong hệ thống xử lý có sự đa

dạng rất cao, thành phần quần xã thay đổi dần dần theo quá trình xử lý nước thải. Kết

103

quả nghiên cứu còn khẳng định rằng sự phân bổ các loài vi khuẩn liên quan mạnh với

nồng độ COD, PO43- và TKN [147].

Hình 3.27. Hiệu quả xử lý COD, TN và TP của hệ thống phối hợp Sậy – Bèo tây

Ghi chú: Hiệu suất ĐR –BT là hiệu suất bể Bèo tây

- Hiệu quả xử lý COD: Lượng COD trung bình đưa vào hệ thống phối hợp xử

lý là 155,9 mg/L. Khi ra khỏi bể Bèo tây lượng COD còn trung bình là 72,42 mg/L.

Tính ra hiệu suất xử lý COD của bể Bèo tây đặt 53,5%. Nước thải sau bể Bèo tây được

chảy tiếp qua bể trồng Sậy. Khi ra khỏi bể Sậy (tức ra khỏi hệ thống phối hợp) lượng

COD trung bình còn 47,1 mg/L. Như vậy riêng bể Sậy loại tiếp được 35% COD và

tính chung cả hệ thống phối hợp đã loại được 69,8% lượng COD.

Tính trên đơn vị diện tích tải trọng COD đưa vào hệ thống là 7,8 g

COD/m2.ngày, lượng loại bỏ tương ứng là 5,4 g COD/m2.ngày. Kết quả nghiên cứu

này phù hợp với các nghiên cứu trước đó như Poach và cs (2004) [42], sử dụng 3 loại

TVTS là Cói, Bấc và Cỏ nến để xử lý nước thải chăn nuôi lợn. Tải trọng COD đưa vào

hệ thống là 6,1 – 19 g COD/m2.ngày và lượng COD loại bỏ tương ứng là 2,5 – 7,8 g

COD/m2.ngày. Nghiên cứu mới của López và cs (2016) [119] cũng thu được kết quả

tương tự như sử dụng hệ thống bể có diện tích 4,5 m2 trồng Sậy và Cói, hệ thống loại

bỏ COD dao động trong khoảng từ 3,1 - 12,3 g COD/m2.ngày. Một số nghiên cứu

trong nước cũng thu được kết quả tương tự như: Trần Văn Tựa và cs, 2010, sử dụng

Bèo tây, Rau muống, Ngổ, Cải xoong để xử lý nước thải phú dưỡng cũng thu được

hiệu suất xử lý COD trong khoảng 49 – 64%; Trịnh Lê Hùng và cs, 2012, sử dụng hệ

thống công nghệ dòng chảy ngầm đứng để xử lý nước thải thủy chế biến thủy sản, tải

trọng loại bỏ COD của hệ thống dao động trong khoảng 3,4 - 10,5 g COD/m2.ngày

[148].

Về TSS, nồng độ trung bình đưa vào hệ thống xử lý là 320,1 mg/L và đầu ra

của bể Bèo tây trung bình là 136,6 mg/L. Tính ra hiệu suất xử lý của bể Bèo tây đặt

104

57,4%. Khi qua tiếp bể Sậy, lượng TSS còn trung bình 55,86 mg/L. Tính chung cả hệ

thống đã loại được 82,6% lượng TSS.

3.2.4.2. Hệ phối hợp Sậy, Thủy trúc, Bèo tây và cỏ Vetiver

Hệ phối hợp tiếp theo là sự phối hợp giữa công nghệ dòng chảy mặt, hệ thực vật

nổi và công nghệ dòng chảy ngầm trong đó hệ dòng mặt trồng Sậy, hệ dòng ngầm

trồng Vetiver còn hệ thực vật nổi trồng Bèo tây cộng với bè trồng Thủy trúc và

Vetiver. Lưu lượng nước thải vào hệ là 25 lít tương ứng với 47,4 l/m2.ngày. Việc áp

dụng đồng thời các loại hình công nghệ cho phép tận dụng được các ưu điểm của

từng loại hình, nâng cao hiệu quả loại bỏ chất ô nhiễm cũng như giảm diện tích xử

lý. Sử dụng đa dạng các loài TVTS trong xử lý làm hạn chế tác động của yếu tố

mùa vụ và sâu bệnh vốn ảnh hưởng tới năng suất và hiệu quả xử lý của hệ thống , do

đó đảm bảo cho hệ thống hoạt động ổn định lâu dài.

a. Hiệu quả xử lý COD

Hiệu quả xử lý COD từ nước thải chăn nuôi lợn của hệ thống phối hợp Sậy,

Thủy trúc, Bèo tây và cỏ Vetiver được trình bày ở hình 3.28.

Hình 3.28. Khả năng loại bỏ COD của hệ phối hợp

Từ hình 3.28 ta thấy nồng độ COD trung bình đưa vào hệ thống xử lý là 203,2

mg/L (dao động trong khoảng 175,1 mg/L đến 228,6 mg/L), khi ra khỏi ngăn Sậy

lượng COD còn trung bình là 140,4 mg/L. Tính ra hiệu suất xử lý COD của ngăn Sậy

đạt 30,9 %. Khi chảy qua ngăn bè nổi, lượng COD trung bình còn 104,1 mg/L, khi qua

bể Bèo tây lượng COD còn trung bình là 78,4 mg/L và cuối cùng lượng COD còn

trung bình là 57,6 mg/L. Như vậy riêng ngăn bè nổi loại tiếp được 25,9% COD, ngăn

Bèo tây loại bỏ tiếp được 24,7% và tính chung cả hệ thống phối hợp đã loại được

71,7% COD (dao động từ 65,8% đến 76,2%). Như vậy khi ra khỏi hệ xử lý phối hợp

lượng COD còn trung bình là 57,6 mg/L (dao động từ 46,7 đến 70,3 mg/L).

105

Từ kết quả nghiên cứu, tải lượng COD đưa vào hệ thống trung bình là 9,6 g

COD/m2.ngày, lượng loại bỏ khỏi hệ thống xử lý tương ứng là 6,9 g COD/m2.ngày.

Kết quả nghiên cứu này phù hợp với các nghiên cưu trước đó như Poach (2004) [42]

sử dụng 3 loại TVTS là Cói, Bấc và Cỏ nến để xử lý nước thải chăn nuôi lợn. Tải

trọng COD đưa vào hệ thống là 6,1 – 19 g COD/m2.ngày và lượng COD loại bỏ tương

ứng là 2,5 – 7,8 g COD/m2.ngày. Vymazal và Kröpfelová (2011) [121], xây dựng hệ

thống đất ngập nước 3 giai đoạn bao gồm công nghệ dòng chảy đứng và dòng chảy

ngang để xử lý nước thải đô thị cũng thu được tải lượng loại bỏ COD của hệ thống là

2,2 – 12,2 g COD/m2.ngày. López và cs (2016) [119] cũng thu được kết quả tương tự

khi sử dụng hệ thống bể có diện tích 4,5 m2 trồng Sậy và Cói, hệ thống loại bỏ COD

dao động trong khoảng từ 3,1 – 12,3 g COD/m2.ngày. Một số nghiên cứu trong nước

cũng thu được kết quả tương tự như: Trịnh Lê Hùng và cs (2012) [148], sử dụng hệ

thống công nghệ dòng chảy ngầm đứng để xử lý nước thải chế biến thủy sản, tải trọng

loại bỏ COD của hệ thống dao động trong khoảng 3,4 – 10,5 g COD/m2.ngày. Nguyễn

Thành Lộc và cs (2015) [70], sử dụng hệ thống thực vật nổi kết hợp với dòng chảy

ngầm với 3 loại TVTS (Thủy trúc, Bèo tây, Bèo tai tượng) để xử lý nước thải sinh

hoạt, tải trọng loại bỏ COD của hệ thống dao động trong khoản 6,4 – 8,7 g

COD/m2.ngày.

b. Hiệu quả xử lý nitơ

Hiệu quả xử lý nitơ từ nước thải chăn nuôi lợn của hệ thống phối hợp Sậy,

Thủy trúc, Bèo tây và cỏ Vetiver được trình bày trên hình 3.29.

Hình 3.29. Hiệu quả xử lý TN của hệ thống phối hợp

Từ hình 3.29 ta thấy TN đầu vào trung bình là 111,9 mg/L (dao động từ 107,6

mg/L đến 116,2 mg/L), khi ra khỏi ngăn Sậy lượng TN còn 72,76 mg/L, ứng với hiệu

suất xử lý TN đạt 35,1%. Khí chảy qua ngăn bè nổi lượng TN còn 52,41, ứng với hiệu

suất xử lý TN đạt 27,9%. Tiếp theo chảy qua ngăn Bèo tây, lượng TN còn trung bình

106

35,12 mg/L và hiệu suất xử lý đạt 33%, khi ra khỏi hệ thống xử lý phối hợp lượng TN

còn 23,21 mg/L (dao động từ 21,09 mg/L đến 24,82 mg/L). Hiệu suất xử lý TN trung

bình của cả hệ thống phối hợp đạt 79,3% (dao động từ 77,3% đến 80,3%).

Tải trọng TN đưa vào hệ thống trung bình là 5,3 g TN/m2.ngày, lượng loại bỏ

khỏi hệ thống xử lý tương ứng là 4,2 g TN/m2.ngày. Kết quả nghiên cứu của chúng tôi

tương tự với một số công bố trong và ngoài nước như: Vymazal và Kröpfelová (2011)

[121], xây dựng hệ thống đất ngập nước 3 giai đoạn bao gồm công nghệ dòng chảy

đứng và dòng chảy ngang để xử lý nước thải đô thị cũng thu được tải trọng loại bỏ TN

của hệ thống là 2,3 – 6,6 g TN/m2.ngày.

Tính trung bình hiệu quả loại bỏ TN của hệ phối hợp cao hơn khoảng 2,6 - 10

lần so với nghiên cứu của Stone và cs (2002) [40], khi sử dụng cây Cói để xử lý nước

thải chăn nuôi lợn, loại bỏ TN ra khỏi hệ thống với tải trọng dao động trong khoảng

0,42 - 1,56 g TN/m2.ngày. Hiệu quả loại bỏ TN của hệ phối hợp cao hơn khoảng 12,4

lần so với nghiên cứu của Kalipci (2011) [96] (tải trọng loại bỏ TN của hệ thống sử

dụng công nghệ dòng chảy ngầm ngang trồng Sậy là 0,34 g TN/m2.ngày).

So với một số nghiên cứu trong nước cũng thu được kết quả tương tự, Trần Văn

Tựa và cs (2011) [67], sử dụng Bèo cái xử lý nước thải chế biến thủy sản, tải trọng loại

bỏ TN dao động trong khoảng 0,8 - 1,7 g TN/m2.ngày. Phạm Khánh Huy (2012) [68],

sử dụng Bèo tây để xử lý nước thải sinh hoạt, tải trọng loại bỏ TN của hệ dao động

trong khoảng 0,82 - 1,02 g TN/m2.ngày. Kết quả thu được như trên là do trong hệ xử

lý việc kết hợp các loại TVTS khác làm tăng cường hiệu quả loại bỏ các chất ô nhiễm

hơn hệ thống xử lý chỉ sử dụng 1 loại TVTS [118, 128, 149 - 152]. Đặc biệt mỗi loài

TVTS có các nhóm vi sinh vật khác và có khả năng chuyền oxy xuống rễ khác nhau.

Bởi vậy da dạng TVTS giúp cho tăng số lượng các loài vi sinh vật dưới rễ cũng như đa

dạng về thành phần loài vi sinh vật, tăng cường oxy vùng rễ. Nhờ có oxy, các vi sinh

vật hiếu khí trong vùng rễ phân hủy chất hữu cơ và các quá trình nitrat hóa diễn ra

giúp cho quá trình chuyển hóa N diễn ra nhanh hơn, tăng hiệu quả hấp thụ và xử lý

chất ô nhiễm của hệ thống [118, 124, 128, 151, 153]. Mặt khác, Zhu và cs (2010)

[152] và Zhang và cs (2010) [151] tìm thấy mối tương quan tích cực giữa nitơ bị loại

bỏ và số lượng của các loài thực vật trong hệ thống xử lý. Bên cạnh đó các muối

khoáng hòa tan có sẵn trong nước hoặc sinh ra trong quá trình phân hủy các chất hữu

cơ là nguồn dinh dưỡng của TVTS, được cây hấp thụ qua hệ rễ, nên nước cũng sẽ

được làm sạch.

c. Hiệu quả xử lý tổng photpho

Hiệu quả xử lý TP từ nước thải chăn nuôi lợn của hệ thống phối hợp Sậy, Thủy

trúc, Bèo tây và cỏ Vetiver được trình bày ở hình 3.30. Hàm lượng TP đầu vào hệ

thống là trung bình là 13,61 mg/L (dao động từ 11,54 mg/L đến 15,83 mg/L), khi ra

khỏi ngăn Sậy, lượng TP còn 9,53 mg/L, ứng với hiệu suất xử lý TP đạt 30%. Khí

107

chảy qua ngăn bè nổi lượng TP còn 7,18 mg/L, ứng với hiệu suất xử lý TP đạt 24,6%.

Tiếp theo chảy quả ngăn Bèo tây, lượng TP còn trung bình 5,36 mg/L và hiệu suất xử

lý đạt 25,3%, khi ra khỏi hệ thống phối hợp TP còn 4,13 mg/L (dao động từ 3,7 mg/L

đến 4,58 mg/L. Hiệu quả xử lý TP của toàn bộ hệ thống phối hợp loại bỏ được 69,7%

(dao động từ 67,9% đến 72,6%).

Hình 3.30. Hiệu quả xử lý TP của HT phối hợp

Như vậy tính trên đơn vị diện tích TP đưa vào hệ thống dao động trong khoảng

0,55 - 0,75 g TP/m2.ngày, lượng loại bỏ tương ứng khỏi hệ thống dao động trong

khoảng 0,38 - 0,52 g TP/m2.ngày. Ở Thái Lan, Sohsalam và cs (2008) [43], sử dụng

Cói, Chuối hoa, Thủy trúc, Hương bồ lá hẹp để xử lý nước thải chế biến thủy sản cũng

thu được kết quả tương tự, tải trọng loại bỏ TP của hệ thống dao động trong khoảng

0,17 - 0,49 g TP/m2.ngày. Poach và cs (2004) [42], sử dụng Cói, Cỏ nến, Bấc xử lý

nước thải chăn nuôi lợn, tải trọng loại bỏ TP của hệ thống dao động trong khoảng 0,26

- 0,45 g TP/m2.ngày. Valipour và cs (2015) [105], sử dụng hệ thống thực vật nổi kết

hợp với màng vi sinh vật để xử lý nước thải cũng thu được kết quả tương tự khi tải

trọng TP loại bỏ khỏi hệ thống dao động trong khoảng 0,32 - 0,51 g TP/m2.ngày.

Giống như N, hiệu quả xử lý TP của hệ thống phối hợp cao hơn so với các hệ

thống xử lý chỉ sử dụng 1 loại TVTS. Tải trọng loại bỏ TP của hệ thống phối hợp cao

hơn khoảng từ 2,0 - 2,7 lần so với nghiên cứu của Zheng và cs (2016) [126], sử dụng

công nghệ dòng chảy mặt trồng Sậy (tải trọng loại bỏ TP của hệ thống xử lý 0,19 g

TP/m2.ngày), cao hơn khoảng từ 1,5 - 2,3 lần so với hệ thống xử lý dòng chảy ngầm

trồng Sậy (tải trọng loại bỏ TP của hệ thống xử lý Sậy ngầm 0,24 g TP/m2.ngày. Mặt

khác so với các nghiên cứu trong nước cũng thu được kết quả tương tự, cao hơn

khoảng từ 2,1 - 4,8 lần so với kết quả nghiên cứu của Trần Văn Tựa và cs (2011) [67],

sử dụng Bèo cái để xử lý nước thải chế biến thủy sản với tải trọng loại bỏ TP của hệ

thống xử lý dao động trong khoảng 0,08 - 0,24 g TP/m2.ngày, cao hơn khoảng 3,7 –

108

4,8 lần, so với kết quả nghiên cứu của Phạm Khánh Huy (2012) [68], sử dụng Bèo tây

để xử lý nước thải với tải trọng loại bỏ TP của hệ thống là 0,08 - 0,14 g TP/m2.ngày.

Nguyên nhân chính là do hệ phối hợp sử dụng nhiều loại TVTS với các loại công nghệ

khác nhau tận dụng được các ưu điểm. Măt khác TVTS, là một trong những thành

phần chính có thể ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý của hệ thống [154]. Thứ nhất, TVTS

trong hệ thống xử lý làm tăng cường sự phong phú và đa dạng của các vi sinh vật

trong vùng rễ cũng như tăng cường diện tích bề mặt có sẵn để vi khuẩn sống và tăng

trưởng [155]. Thứ hai, các rễ cây vùng đất ngập nước tiết ra một loạt các hợp chất hữu

cơ phân hủy (bao gồm các loại đường, axit hữu cơ, và các acid amin), mà đặc biệt là

có thể cung cấp một nguồn liên tục cacbon cho vi khuẩn khử nitơ trong hệ thống đất

ngập nước. Thứ ba, TVTS hấp thụ chất dinh dưỡng vào các mô của cây trực tiếp [156],

và các chất ô nhiễm khác như kim loại nặng và các chất gây ô nhiễm [157]. Thứ tư, sự

tồn tại của thực vật làm tăng và ổn định độ dẫn thủy lực trong hệ thống [159]. Cuối

cùng, rễ cây cải thiện điều kiện oxy, qua đó hỗ trợ các quá trình hiếu khí trong hệ

thống xử lý [154]. Ngoài ra, thực vật đất ngập nước đóng vai trò cung cấp môi trường

sống cho vi sinh vật và động vật, tạo cảnh quan trong các hệ sinh thái đất ngập nước

[160].

Nhìn chung, sự phối hợp giữa hệ dòng mặt (Sậy), hệ thực vật nổi (Thủy trúc, cỏ

Vetiver và Bèo tây), hệ dòng chảy ngẩm (cỏ Vetiver) hoạt động với hiệu quả khá tốt.

Để đạt được hiệu quả xử lý như trên, các chất ô nhiễm được xử lý theo cơ chế loại bỏ

chất ô nhiễm theo công nghệ dòng chảy mặt, thực vật nổi và dòng chảy ngầm đã trình

bầy ở trên. Ngoài ra do sự kết hợp dòng chảy mặt với dòng chảy ngầm có thể cho quá

trình nitrit hóa hiếu khí trước sau đó tiếp theo là quá trình khử nitrat hóa yếm khí làm

tăng hiệu quả xử lý N hơn [118, 126]. Vì vậy hiệu quả xử lý các chất ô nhiễm của hệ

phối hợp cao hơn hệ thống thực vật nổi, hệ thống dòng chảy mặt và hệ thống dòng

chảy ngầm khi hoạt động riêng rẽ.

Kết quả nghiên cứu sử dụng hệ thống phối hợp thực vật nổi với cây Sậy, Thủy

trúc, Bèo tây và cỏ Vetiver để xử lý nước thải chăn nuôi lợn sau xử lý vi sinh vật cho

hiệu quả xử lý COD, TN và TP cao. Công nghệ này nếu được hoàn thiện sẽ góp phần

tích cực vào phát triển hệ thống nông nghiệp bền vững trong đó chăn nuôi là một bộ

phận cấu thành quan trọng trong hệ thống.

3.2.5. So sánh hiệu quả xử lý TN, TP và COD của các loại hình công nghệ

Khi nghiên cứu với từng loại hình công nghệ riêng biệt, các tải lượng và nhiều

thông số chất lượng nước được sử dụng. Tuy nhiên, khi so sánh hiệu quả xử lý của các

109

loại hình công nghệ, chúng tôi chỉ sử dụng một tải lượng nước thải đưa vào xử lý là 50

lít/m2.ngày và 3 thông số chính của nước thải cần xử lý là TN, TP và COD.

Từ số liệu về hiệu quả loại bỏ 3 chỉ tiêu chất lượng nước là TN, TP và COD thu

được ở bảng 3.8, có thể sắp xếp trình tự các loại hình như sau:

Về loại bỏ TN

+ Theo %: Hệ thống phối hợp > Hệ thống thực vật lá nổi - Bèo tây ≥ Dòng

ngầm - cỏ Vetiver > Dòng ngầm - Sậy ≥ Dòng mặt - Sậy > Dòng mặt - Rau muống.

+ Về số lượng: Hệ thống phối hợp > Dòng ngầm - cỏ Vetiver > Hệ thống thực vật

lá nổi - Bèo tây ≥ Dòng ngầm - cỏ Vetiver > Dòng mặt - Sậy > Dòng mặt - Rau muống.

Về loại bỏ TP

+ Theo %: Hệ thống phối hợp > Hệ thống thực vật lá nổi - Bèo tây > Dòng mặt

- Sậy ≥ Dòng ngầm - Sậy ≥ Dòng ngầm - cỏ Vetiver > Dòng mặt - Rau muống.

+ Về số lượng: Hệ thống phối hợp Sậy - Thủy trúc - Bèo tây - cỏ Vetiver > Hệ

thống thực vật nổi - Bèo tây > Hệ thống phối hợp Bèo tây - Sậy > Dòng mặt - Sậy >

Dòng ngầm - Sậy ≥ Dòng mặt - Rau muống ≥ Dòng ngầm - cỏ Vetiver.

Bảng 3.8. So sánh hiệu quả xử lý TN, TP và COD của các loại hình công nghệ

Loại hình

công nghệ

TVTS

Hiệu quả xử lý

TN TP COD

% g/m2.ngày % g/m2.ngày % g/m2.ngày

Dòng mặt

Rau muống 25,7 1,15 28,6 0,22 35,5 1,8

Sậy 53,5 2,40 42,8 0,34 72,9 3,7

Thực vật nổi Bèo tây 65,8 2,95 55,2 0,43 84,9 4,4

Phối hợp

Bèo tây-Sậy 76,8 4,13 68,8 0,42 69,8 5,4

Sậy-Thủy

trúc-Bèo tây-

cỏ Vetiver

79,3 4,20 69,7 0,45 71,7 6,9

Dòng ngầm

cỏ Vetiver 63,5 3,24 39,6 0,21 64,8 6,8

Sậy 56,0 2,85 42,6 0,23 62,2 6,6

Về loại bỏ COD

+ Theo %: Hệ thống thực vật nổi – Bèo tây > Dòng mặt – Sậy > Hệ thống phối

hợp > Dòng ngầm-cỏ Vetiver ≥ Dòng ngầm – Sậy > Dòng mặt – Rau muống.

110

+ Về số lượng: Hệ thống phối hợp Sậy – Thủy trúc – Bèo tây – cỏ

Vetiver>Dòng ngầm-cỏ Vetiver > Dòng ngầm – Sậy > Hệ thống phối hợp Bèo tây –

Sậy > Hệ thống thực vật nổi – Bèo tây > Dòng mặt – Sậy > Dòng mặt – Rau muống.

So sánh các loại hình cả về tỷ lệ phần trăm và số lượng loại bỏ được có thể

nhận xét như sau:

+ Ba loại hình có ưu thế rõ nhất trong loại bỏ TN, TP và COD trong nước thải

là hệ thống phối hợp, hệ thống thực vật nổi – Bèo tây và hệ thống dòng ngầm trồng

cỏ Vetiver.

+ Hệ thống dòng mặt sử dụng Rau muống tỏ ra kém hiệu quả khi ứng dụng

trong xử lý nước thải ô nhiễm cao về TN và TP.

+ Với mục tiêu xử lý bổ sung TN, TP và COD trong nước thải chăn nuôi lợn

sau công đoạn xử lý vi sinh vật một cách hiệu quả và kinh tế nhất tác giả đề xuất ứng

dụng một hệ phối hợp giữa công nghệ dòng mặt, hệ thực vật nổi và hệ dòng ngầm

với Sậy, Thủy trúc, Bèo tây và cỏ Vetiver.

3.3. Xây dựng, vận hành và đánh giá hiệu quả giảm thiểu COD, N và P trong mô

hình sinh thái

Mô hình sinh thái xử lý nước thải chăn nuôi lợn sau công đoạn xử lý hiếu khí –

thiếu khí được xây dựng tại trang trại Hòa Bình Xanh, huyện Lương Sơn, tỉnh Hòa

Bình với công suất 30 m3/ngày đêm. Thời gian thử nghiệm, thu mẫu phân tích các chỉ

tiêu đánh giá hiệu quả xử lý của MHST từ tháng 8/2014 đến tháng 5/2015.

3.3.1. Xây dựng mô hình sinh thái

- Thiết kế hệ thống

Kết quả nghiên cứu về hiệu quả xử lý của từng loại hình công nghệ ở quy mô

Pilot đã cho thấy: Ba loại hình có ưu thế rõ nhất trong loại bỏ TN, TP và COD trong

nước thải là hệ thống phối hợp, hệ thống dòng mặt trồng Bèo tây và hệ thống dòng

ngầm trồng cỏ Vetiver. Trong đó hệ phối hợp dòng mặt trồng Sậy, hệ thực vật nổi

(gồm bè nổi trồng Thủy trúc và cỏ Vetiver và thực vật nổi Bèo tây) và dòng ngầm

trồng cỏ Vetiver có hiệu quả cao nhất.

111

Hình 3.31. Sơ đồ công nghệ sinh thái xử lý nước thải chăn nuôi lợn sau xử lý bằng

công nghệ vi sinh vật

Tuy nhiên khi tính đến xây dựng và vận hành chúng tôi tăng diện tích ngăn

trồng Sậy và Bèo tây đồng thời giảm diện tích bè nổi và dòng ngầm trong tương quan

của các phần trong mô hình. Sơ đồ công nghệ như hình 3.31 và hình 3.32

Hình 3.32. Sơ đồ hệ thống mô hình sinh thái tại hiện trường

Việc áp dụng đồng thời các loại hình công nghệ cho phép tận dụng được các

ưu điểm của từng loại hình, nâng cao hiệu quả loại bỏ chất ô nhiễm cũng như giảm

diện tích xử lý. Các nghiên cứu trước đây cũng chỉ ra rằng những cải tiến trong lựa

chọn các loại hình công nghệ trong hệ thống đất ngập nước đóng một vai trò quan

trọng trong việc loại bỏ các chất ô nhiễm của hệ thống [101, 121]. Mỗi loại TVTS có

khả năng hấp thụ các chất dinh dưỡng khác nhau, nó phụ thuộc vào khả năng sinh

trưởng, phát triển, khả năng tăng sinh khối nhanh và khả năng đồng hóa các chất dinh

112

dưỡng của các loài thực vật [118]. Bởi vậy sử dụng đa dạng các loài TVTS trong hệ

thống xử lý làm hạn chế tác động của yếu tố mùa vụ và sâu bệnh vốn ảnh hưởng tới

năng suất và hiệu quả xử lý của hệ thống do đó đảm bảm cho hệ thống hoạt động

ổn định lâu dài và hiệu quả xử lý. Các loài TVTS được lựa chọn trong MHST là

những loài thực vật điển hình phù hợp với điều kiện tự nhiên và khí hậu của Việt

Nam có sức sống và khả năng xử lý cao bao gồm Sậy (Phragmites australis), Bèo

tây (Eichhornia crassipes) cỏ Vetiver (Vetiveria zizanioides) và Thủy trúc (Cyperus

alternifolius Linn).

Bảng 3.9. Các thông số thiết kế hệ thống

TT Chỉ số Tiêu chuẩn thiết kế

1 Tiền xử lý Xử lý kỵ khí (biogas), xử lý hiếu khí , Ao sinh học

2 Tải lượng COD ≤ 450 mg/L - 4500 kg/ha/ngày

3

Tải lượng TN

Trong đó tải lượng N-

NH4

≤ 200 mg/L – 2000 kg/ha/ ngày

≤150 mg/L - 1500 kg/ha/ngày -

4 Công suất xử lý 30 m3/ngày

5 Thời gian lưu nươc 9 ngày

6 Số ngăn 3

7 Thực vật Sậy, Bèo tây ,cỏ Vetiver, Thủy trúc,

8

Độ sâu cột nước

- Vùng trồng Sậy

- Vùng thực vật nổi

- Vùng dòng ngầm

0,35 m

0,60 m

0,60 m

9 Đầu vào Phân phối toàn vùng đầu vào

10 Đầu ra Phân phối toàn vùng đầu ra

11

Chỉ số cảnh quan

- Cho toàn mô hình

- Cho từng ngăn

- 13.5/1

- 4.5/1

- Mô tả hệ thống

Hệ thống xử lý có diện tích tổng cộng là 600 m2 chia thành 3 ngăn, xây trên nền

đất bằng phẳng. Sau khi san ủi, đầm nén tạo mặt bằng, các ngăn được xây tường bao

bằng gạch cao 70 cm, kín đáy, lót chống thấm. Để cho nước thoát, đáy cần hơi

nghiêng (khoảng 0,5°). Nước thải chảy vào ngăn 1, qua ngăn 2, ngăn 3 và ra ngoài ở

cuối ngăn 3 sau khi qua dòng ngầm (hình 3.31, hình 3.32).

Để nước được phân phối đều, hệ thống ống phân phối nước đặt ở đầu vào mỗi

ngăn với các vòi chạy dọc chiều rộng thành bể. Ở đầu dòng chảy ngầm sử dụng ống

113

gom nước chảy tràn và dẫn nước thải sang ống phân phối đặt ngầm trong bể xử lý.

Đầu ra tại dòng ngầm đặt ống thu nước sát đáy, dọc chiều ngang của ngăn.

Ngăn 1 là dòng mặt trồng Sậy. Trong ngăn có lớp đất trồng cây dày 25 cm. Sậy

được trồng với mật độ khóm 40 x40cm. Mực nước xử lý duy trì 35 cm.

Ngăn 2 chia 2 phần, phần đầu trồng Sậy như ở ngăn 1, nửa còn lại là thực vật

nổi (TVN) trồng bè. Mỗi bè có kích thước 1 x 2 m có thể dùng ống nhựa PVC hoặc tre

làm phao nổi trồng cây. Mực nước ở phần TVN là 60 cm.

Ngăn 3 chia 2 phần: Phần chính (160 m2) trồng Thực vật lá nổi (Bèo tây) có độ

sâu 60 cm. Trong phần này, Bèo tây được chia ra các ô, mỗi ô cách nhau khoảng 1 m

để đảm bảo mặt thoáng cho hệ thống. Dòng ngầm chảy ngang diện tích 40 m2 trồng cỏ

Vetiver. Vật liệu trồng cây trong dòng ngầm gồm 3 lớp: Lớp dưới (25cm) là lớp đá

cuội Ø5÷7cm, lớp giữa (25cm) là sỏi Ø2÷3cm, lớp trên cùng là đá dăm (Ø 0,5-1 cm).

Mực nước duy trì là 60 cm, mật độ trồng khóm là 40 x 40 cm.

- Vận hành mô hình

+ Trồng cây: Cây giống được chuẩn bị trước, trồng vào mùa xuân. Sau khi trồng cần

khoảng 1 tháng để cây bén rễ, ổn định sinh trưởng. Thời gian này, chỉ cung cấp một

lượng nước thải nhỏ định kỳ 1 tuần 1 lần và duy trì mực nước thấp.

+ Giai đoạn khởi động: 2 - 3 tháng.

- Tải lượng nước tăng dần sau mỗi 2 tuần: 0,3 - 0,6 - 0,9 m3/giờ.

- Để cây sinh trưởng, phát triển bộ rễ, hình thành hệ vi sinh vật cộng sinh vùng rễ

đảm bảo cho việc xử lý hiệu quả.

+ Giai đoạn xử lý: Đây là giai đoạn khi cây đã thích nghi và phát triển hoàn chỉnh.

- Nước thải được đưa vào mô hình xử lý với lưu lượng 1,3 m3/giờ (30m3/ngày, đêm).

- Thu tỉa cây: 1-2 tuần/lần với Bèo tây, 1- 2 năm/lần với cỏ Vetiver, Sậy và Thủy trúc.

+ Kiểm soát mô hình: Kiểm tra phân phối nước, bờ bao hang tuần.

3.3.2. Đánh giá hiệu quả xử lý của mô hình sinh thái

3.3.2.1. Hiệu quả xử lý COD

Sau thời gian khởi động hệ thống khoảng 2 tháng, mô hình sinh thái được vận

hành nâng công suất từ 0,6 m3/giờ lên 0,9 – 1,3 m3/giờ để đánh giá hiệu quả xử lý, tính

ổn định và hiệu quả kinh tế mô hình.

Số liệu thu được về khả năng loại bỏ COD từ nước thải chăn nuôi lợn quy mô

trang trại của MHST ở lưu lượng 0,6 m3/giờ, 0,9 m3/giờ, 1,3 m3/giờ được trình bày ở

hình 3.33.

114

- Tải lượng 0,6 m3/giờ:

Nồng độ COD đầu vào trung bình là 230 mg/L (dao động từ 133 mg/L đến 334

mg/L), khi ra khỏi hệ thống nồng độ COD đầu ra trung bình 108,7 mg/L (dao động từ

67,4 mg/L đến 150 mg/L). Hiệu xuất xử lý COD của MHST trong giai đoạn này chưa

ổn định, trung bình đạt 52,1% (dao động từ 42,7% đến 58,5%). Tính trên đơn vị diện

tích trung bình tải trọng COD đưa vào hệ thống là 5,5 g/m2.ngày và lượng loại bỏ

tương ứng là 2,87 g/m2.ngày.


Nồng độ COD đầu vào trung bình là 175,3 mg/L (dao động từ 157,2 mg/L đến

281 mg/L), khi ra khỏi hệ thống nồng độ COD đầu ra trung bình 77,7 mg/L (dao động

từ 58,2 mg/L đến 89,4 mg/L). Như vậy khả năng loại bỏ COD của MHST đạt hiệu suất

trung bình 55,8% (dao động từ 49,34 % đến 68,2 %). Tính trên đơn vị diện tích trung

bình tải trọng COD đưa vào hệ thống là 6,3 g/m2.ngày và lượng loại bỏ tương ứng là

3,5 g/m2.ngày.

Hình 3.33. Hiệu quả loại bỏ COD của mô hình sinh thái tại Lương Sơn, Hòa Bình

-Tải lượng 1,3 m3/giờ:

Nồng độ COD đầu vào trung bình là 282,6 mg/L (dao động từ 133,3 mg/L đến

458 mg/L), khi ra khỏi hệ thống nồng độ COD đầu ra trung bình 116,3 mg/L (dao

động từ 51,9 mg/L đến 191,4 mg/L). Như vậy hiệu suất xử lý COD của MHST giai

đoạn này trung bình đạt 59,3% (dao động từ 53,6% đến 65,7%). Tính trên đơn vị diện

115

tích trung bình tải trọng COD đưa vào hệ thống là 14,3 g/m2.ngày và lượng loại bỏ

tương ứng là 8,46 g/m2.ngày.

Như vậy qua hình 3.33 ta thấy, sau thời gian chạy khởi động, ở giai đoạn chạy

với lưu lượng 1,3 m3/giờ, hiệu suất xử lý COD của MHST tương đối ổn định, ổn định

hơn giai đoạn chạy khởi động. Mặt khác kết quả này cho thấy mặc dù COD đầu vào

dao động rất lớn (từ 133,3 mg/L đến 458 mg/L) nhưng COD ra vẫn ổn định hầu như

không phụ thuộc nhiều vào sự biến động của COD vào. Điều này chứng tỏ MHST hoạt

động tương đối ổn định và hiệu quả. Vymazal (2011) [121] cũng thu được kết quả

tương tự với hệ thống đất ngập nước xử lý nước thải tại một số quốc gia (Thụy Điển,

Na Uy, Mỹ và Cộng hòa Séc). Vymazal xác định rằng hoạt động của vi khuẩn là

không thay đổi với nhiệt độ thấp. Thay vào đó, nguồn cung cấp cacbon và các chất

dinh dưỡng là những yếu tố chính ảnh hưởng đến hiệu quả của hệ thống xử lý. Đây là

lý do tại sao hiệu quả khử COD cải thiện hơn theo thời gian, với hiệu suất loại bỏ tốt ở

giai đoạn chạy ổn định là 65,7% [100, 101, 121]. Ngoài ra sự gia tăng này nhấn mạnh

vai trò quan trọng của các TVTS trong hệ thống xử lý để loại bỏ các chất dinh dưỡng.

Đặc biệt hơn, theo thời gian khi sinh khối của thực vật tăng lên, các vi sinh vật hoạt

động trong hệ thống sẽ phát triển về số lượng và đa dạng thành phần loài, kết quả là

các chất dinh dưỡng được loại bỏ cao hơn [161].

Tính trên đơn vị diện tích ta thấy khi tăng tải lượng thì tải trọng loại bỏ COD

của MHST cũng tăng, MHST đã loại bỏ COD trong khoảng từ 2,8 – 8,46 g

COD/m2.ngày. Kết quả nghiên cứu này phù hợp với các nghiên cứu trước đó như

Poach (2004) [42], sử dụng 3 loại TVTS là Cói, Bấc và Cỏ nến để xử lý nước thải

chăn nuôi lợn. Tải trọng COD đưa vào hệ thống là 6,1 – 19 g COD/m2.ngày và lượng

COD loại bỏ tương ứng là 2,5 – 7,8 g COD/m2.ngày. Kalipci (2011) [96], đã xây dựng

hệ thống xử lý gồm 3 bể mỗi bể có diện tích 50 m2, sử dụng công nghệ dòng chảy

ngầm ngang trồng Sậy cũng thu được tải lượng loại bỏ COD của hệ thống là 4,0 - 6,03

g COD/m2.ngày. Vymazal và Kröpfelová (2011) [121], xây dựng hệ thống đất ngập

nước 3 giai đoạn bao gồm công nghệ dòng chảy đứng và dòng chảy ngang để xử lý

nước thải đô thị cũng thu được tải lượng loại bỏ COD của hệ thống là 2,2 – 12,2 g

COD/m2.ngày. Lưu Huy Mạnh và cs (2014) [146], xử lý nước thải giết mổ lợn sau

biogas tại tỉnh Hậu Giang, với khoảng 30 m3 nước thải/ngày dùng ao trồng Cỏ Vetiver

rộng 330 m2, nước thải sau xử lý đạt tiêu chuẩn thải theo QCVN 24: 2009/BTNMT, tải

trọng loại bỏ COD của hệ thống là 6,4 g COD/m2.ngày. Nguyễn Thành Lộc và cs

(2015) [70], sử dụng hệ thống thực vật nổi kết hợp với dòng chảy ngầm với Thủy trúc,

Bèo tây, Bèo tai tượng để xử lý nước thải sinh hoạt, tải trọng loại bỏ COD của hệ

thống dao động trong khoảng 6,4 – 8,7 g COD/m2.ngày.

Như vậy để có được kết quả xử lý COD như trên là do cơ chế sinh học và vất

lý, quá trình chuyển hóa COD trong MHST được thực hiện bởi đồng hóa của thực

vật và quá trình chuyển hóa yếm khí, thiếu khí và hiếu khí của hệ vi sinh vật xung

116

quanh vùng rễ. Mặt khác do MHST áp dụng đồng thời các loại hình công nghệ cho

phép tận dụng được các ưu điểm của từng loại hình, nâng cao hiệu quả loại bỏ chất

ô nhiễm cũng như giảm diện tích xử lý. Sử dụng đa dạng các loài TVTS trong xử lý

làm hạn chế tác động của yếu tố mùa vụ và sâu bệnh vốn ảnh hưởng tới năng suất

và hiệu quả xử lý của hệ thống do đó đảm bảm cho hệ thống hoạt động ổn định lâu

dài [130, 150 - 152].

3.3.2.2. Hiệu quả xử lý nitơ

N là nguyên tố cần thiết cho quá trình tạo sinh khối của thực vật. Trong nước

tự nhiên, những vùng không bị ô nhiễm nồng độ nitơ vô cơ thường rất thấp. Nitrat và

amoni trong nước có nồng độ thích hợp, được sinh vật sử dụng làm nguồn dinh

dưỡng rất tốt. Tuy nhiên hàm lượng N trong nước cao sẽ gây phú dưỡng nguồn nước,

ảnh hưởng trực tiếp đến đời sống của các sinh vật. Bởi vậy nước thải chăn nuôi lợn

giầu N và P trước khi thải ra cần phải xử lý đến mức chấp nhận về môi trường.

Số liệu thu được về hiệu quả xử lý nitơ từ nước thải chăn nuôi lợn quy mô trang

trại của mô hình sinh thái được minh họa trên hình 3.34.

- Lưu lượng 0,6 m3/giờ:

Với TN đầu vào trung bình là 170,4 mg/L (dao động từ 116,6 mg/L đến 222

mg/L), khi ra khỏi hệ thống lượng TN còn 45,1 mg/L (dao động từ 20,6 mg/L đến 88,8

mg/L). Như vậy hiệu suất xử lý đạt 73,8% (dao động từ 59,7% đến 84,2%). Tính trên

đơn vị diện tích, tải trọng trung bình TN đưa vào hệ thống là 4,1 g TN/m2.ngày và tại

trọng TN loại bỏ tương ứng của MHST là 3,02 g TN/m2.ngày.

Với N dạng nitrat và amôn, lượng đầu vào trung bình là 7,49 mg/L và 108,5

mg/L tương ứng. Ở đầu ra lượng NO3- trung bình còn 3,52 mg/L và lượng NH4

+ còn

28,7 mg/L. Tính ra có 73,8% nitrat và 44,6% lượng NH4+ được loại bỏ. Có thể thấy

rằng, mặc dù lưu lượng đầu vào của TN là khá cao, hệ thống đã loại bỏ khá hiệu quả

cả TN và nitơ dạng nitrat và amôn. Đây là giai đoạn khởi động ban đầu nên hiệu quả

xử lý N chưa ổn định, khi MHST hoạt động ổn định thi hiệu quả xử lý N cao hơn.

Nitơ dạng nitrit (NO2-) là sản phẩm trung gian của quá trình nitrit hóa amôn

thành nitrat cũng như quá trình phản nitrat hóa. Trong nước, hàm lượng đầu vào của

nó trung bình 17,4 mg/l (dao động từ 4,3 mg/l đến 43,7 mg/l). Đây là điều dễ hiểu vì

nước thải đầu vào của MHST là nước sau xử lý hiếu khí, trong phân hủy hiếu khí, quá

trình nitrat hóa xảy ra nên còn lượng nhất định NO2-. Ở đầu ra, lượng NO2

- giảm dần

đến 5,3 mg/L (dao động từ 0,05 mg/L đến 8,0 mg/L) thể hiện quá trình nitrat hóa đã

xảy ra trong hệ thống, nhưng còn lượng nhất định NO2- chưa chuyển kịp sang dạng

nitrat. Tuy nhiên lượng NO2- này sẽ giảm xuống nhanh chóng khi vào nguồn tiếp nhân

117

và cũng sẽ bị chuyển tiếp sang dạng NO3-. Như vậy hiệu suất xử lý NO2

- đạt 65,9%.

Đây có lẽ là ưu điểm của MHST trong vấn đề xử lý nước thải chăn nuôi lợn.


Với TN đầu vào trung bình là 66,2 mg/L (dao động từ 46,3 mg/L đến 88,6

mg/L), khi ra khỏi hệ thống lượng TN còn 21,7 mg/L (dao động từ 13,4 mg/L đến 35,5

mg/L). Như vậy hiệu suất xử lý trung bình đạt 67,8%. Sau một thời gian chạy khởi

động giai đoạn này hệ thống xử lý ở các cộng đoạn trước hoạt động ổn định nên lượng

đầu vào hệ thống ổn định hơn giai đoạn khởi động, hiệu quả xử lý TN của MHST cũng

ổn định hơn. Tính trên đơn vị diện tích, tải trọng trung bình TN đưa vào hệ thống là

2,4 g TN/m2.ngày và tải trọng TN loại bỏ tương ứng của MHST là 1,62 g TN/m2.ngày.

Với N dạng Nitrat lượng đầu vào trung bình là 24,8 mg/L (dao động từ 8,1

mg/L đến 36,7 mg/L), khi ra khỏi hệ thống lượng NO3- trung bình còn 5,3 mg/L (dao

động từ 3,2 mg/L đến 7,5 mg/L). Với N ở dạng NH4+ lượng đầu vào trung bình 31,4

(dao động từ 15,6 mg/L đến 54,9mg/L), khi ra khỏi hệ thống lượng NH4+ còn 12,9

mg/L (dao động từ 5,5 mg/L đến 24,0 mg/L). Tính ra có 74,1% nitrat và 59,2% lượng

NH4+ được loại bỏ. Có thể thấy rằng, hệ thống đã loại bỏ khá hiệu quả cả TN và nitơ

dạng nitrat và amôn. So với giai đoạn khởi động thì lượng TN đầu ra giai đoạn này

thấp hơn (21,7 mg/L).

Nitơ dạng nitrit (NO2-), trong nước hàm lượng đầu vào trung bình 19,1 mg/l

(dao động từ 2,6 mg/l đến 36,4 mg/l). Ở đầu ra, lượng NO2- giảm dần đến 3,8 mg/l

(dao động từ 0,58 mg/l đến 7,3 mg/l). Như vậy hiệu suất xử lý NO2- đạt 77,1%.


Từ hình trên ta thấy với TN đầu vào trung bình là 106,7 mg/L (dao động từ 34,3

mg/L đến 169,4 mg/L), khi ra khỏi hệ thống lượng TN còn 35,9 mg/L (dao động từ

13,4 mg/L đến 53,9 mg/L). Như vậy hiệu suất xử lý trung bình đạt 66,2% (dao động từ

60,1% đến 70%). Tính trên đơn vị diện tích, tải trọng trung bình TN đưa vào hệ thống

là 5,5 g TN/m2.ngày và tại trọng TN loại bỏ tương ứng của MHST là 3,6 g

TN/m2.ngày. Ở giai đoạn này, khi vận hành mô hình pilot tuy có biến động lớn về TN

đầu vào nhưng hiệu quả xử lý và tính ổn định của hệ thống vẫn đạt rất cao. Điều này

chứng tỏ rằng hệ thống trong nghiên cứu này có khả năng đáp ứng rất tốt với sự thay

đổi lớn về tải lượng và hàm lượng đầu vào. Điều này có ý nghĩa quan trọng trong vận

hành và kiểm soát hệ thống, đặc biệt là trong điều kiện Việt Nam đòi hỏi hệ thống phải

đơn giản, vận hành và kiểm soát hệ thống dễ dàng.

118

Hình 3.34. Hiệu quả loại bỏ TN của mô hình sinh thái tại Lương Sơn, Hòa Bình

Với N dạng nitrat và amôn, lương đầu vào trung bình là 9,8 mg/L (dao động từ

0,62 mg/L đến 36,7 mg/L) và 55,5 (dao động từ 4,7 mg/L đến 136,4 mg/L) mg/L

tương ứng. Ở đầu ra lượng NO3- trung bình còn 2,4 mg/L (dao động từ 0,14 mg/L đến

9,6 mg/L) và NH4+ còn 23,5 mg/L (dao động từ 3,4 mg/L đến 74,4 mg/L). Tính ra có

68,5% nitrat và 51,8% lượng NH4+ được loại bỏ. Có thể thấy rằng, mặc dù tải lượng

đầu vào của TN là khá cao, hệ thống đã loại bỏ khá hiệu quả cả TN, nitơ dạng nitrat và

N amôn. So với giai đoạn khởi động ban đầu khi hệ thống hoạt động ổn định, hiệu quả

xử lý N ổn định, đạt chuẩn thải loại B cho nước thải chăn nuôi (QCVN 62-MT:

2016/BTNMT) xét theo nồng độ TN.

Trong giai đoạn này hàm lượng NO2- đầu vào trung bình 2,2 mg/L (dao động từ

0,08 mg/L đến 4,52 mg/L). Ở đầu ra, lượng NO2- giảm dần đến 0,08 mg/L (dao động

từ 0,003 mg/L đến 0,23 mg/L). Như vậy hiệu suất xử lý NO2- của MHST cao đạt 86%.

Đây có lẽ là ưu điểm của MHST trong vấn đề xử lý nước thải chăn nuôi lợn.

Như vậy qua hình 3.34 ta thấy, sau thời gian chạy khởi động, ở giai đoạn chạy

với lưu lượng 1,3 m3/giờ, hiệu suất xử lý TN của MHST tương đối ổn định, ổn định

hơn giai đoạn chạy khởi động. Tính trên đơn vị diện tích tải trọng TN đưa vào hệ

thống là 2,4 - 5,5 g TN/m2.ngày và lượng TN loại bỏ khỏi MHST tương ứng là 1,6 -

3,6 g TN/m2.ngày. Ở Thái Lan, Sohsalam và cs (2008) [43], sử dụng Cói, Chuối hoa,

Thủy trúc, Hương bồ lá hẹp để xử lý nước thải chế biến thủy sản cũng thu được kết

119

quả tương tự, tải trọng loại bỏ TN của hệ thống dao động trong khoảng 1,43 – 3,6 g

TN/m2.ngày. Nghiên cứu mới đây của Zhang (2016) [162], sử dụng kết hợp 4 hệ thống

công nghệ ngầm đứng kết hợp với 1 hệ thống ngầm ngang để xử lý nước thải chăn

nuôi lợn, sau thời gian hoạt động hơn 3 năm hệ thống xử lý hiệu quả các chỉ ô nhiễm,

tải trọng TN loại bỏ khỏi hệ thống dao động trong khoảng 2 - 8 g TN/m2.ngày. Lê

Tuấn Anh (2013) [69], xây dựng hệ thống xử lý nước thải quy mô 20 m3/ngày bao

gồm 02 bãi lọc trồng Sậy và Cói dòng chảy thẳng đứng, 02 bãi lọc trồng Sậy và Cói

dòng chảy ngang và có bể tiền xử lý vi sinh vật hiếu khí tạo thành hệ thống bãi lọc tổ

hợp. Nước thải sau toàn bộ hệ thống xử lý đạt tiêu chuẩn cột B - QCVN 11:

2008/BTNMT. Hiệu quả xử lý TN của hệ thống bãi lọc trồng cây TN đạt 63,4%, tải

trọng loại bỏ TN của hệ thống dao động trong khoảng 1,8 - 7,4 g TN/m2.ngày.

Tính trung bình hiệu quả loại bỏ TN của mô hình sinh thái cao hơn khoảng 3,3

lần so với nghiên cứu của López và cs (2016) [119] (khi tải trọng loại bỏ TN của hệ

thống sử dụng công nghệ dòng chảy ngầm trồng Sậy của tác giả là 0,38 - 1,2 g

TN/m2.ngày), cao hơn khoảng 1,48 - 3,33 lần so với nghiên cứu của Lưu Huy Mạnh và

cs (2014) [146] (tải trọng loại bỏ TN của hệ thống trồng cỏ Vetiver xử lý nước thải

giết mổ lợn là 1,08 TN/m2.ngày).

Để thu được kết quả như trên nguyên nhân chính là do trong hệ xử lý việc kết

hợp các loại TVTS khác làm tăng cường hiệu quả loại bỏ các chất ô nhiễm hơn hệ

thống xử lý chỉ sử dụng độc canh 1 loại TVTS [105, 124, 149 - 153]. Đa dạng thực vật

trong hệ thống có thể làm tăng khả năng chịu đựng các điều kiện thay đổi cũng như sự

ổn định trong quá trình sinh hóa. Hơn nữa, đa dạng các loài TVTS hạn chế tác động

của yếu tố mùa vụ, sâu bệnh, đặc biệt mỗi loài TVTS có các nhóm vi sinh vật khác và

có khả năng chuyền oxy xuống rễ khác nhau. Bởi vậy da dạng TVTS giúp cho tăng số

lượng các loài vi sinh vật dưới rễ cũng như đa dạng về thành phần loài vi sinh vật, tăng

cường oxy vùng rễ giúp cho quả trình chuyển hóa N diễn ra nhanh hơn, tăng hiệu quả

hấp thụ và xử lý chất ô nhiễm của hệ thống [119, 124, 128, 151, 153]. Mặt khác, Zhu

và cs (2010) [152] và Zhang và cs (2010) [151], tìm thấy một mối tương quan tích cực

giữa nitơ loại bỏ và số lượng của các loài thực vật trong hệ thống xử lý.

Ngoài ra sự chuyển hóa nitơ đạt hiệu quả cao trong bãi lọc nhờ quá trình tổng

hợp sinh khối của của thực vật và một số quá trình chuyển hóa thiếu khí và khử nitơ

nhờ vi sinh vật. Các vi sinh vật này gồm: Nitrosomonas, Nitropira, Nitrococcus và

Nitrobacter. Đây được xem là quá trình khử nitơ hiệu quả và kinh tế. Tuy nhiên để

thực hiện được quá trình này đòi hỏi một lượng cacbon nhất định. Theo số liệu nghiên

cứu của Lee và cộng sự (2009) [46] trong bãi lọc trồng cây nhân tạo, nitơ có thể được

120

loại bỏ từ 25-85% trong đó 60-70% được khử và 20-30% được thực vật hấp thụ cho

tạo sinh khối và sẽ được loại bỏ khi thu hoạch.

3.3.2.3. Hiệu quả xử lý photpho

P là một trong các yếu tố quan trọng nhất trong hệ sinh thái tự nhiên và có mặt

trong nước thải chủ yếu ở dạng phosphat, điển hình là orthophôtphat. Phốt pho là yếu

tố giới hạn sự phì dưỡng của hệ sinh thái nước ngọt bởi vậy cần phải xử lý photpho

trước khi thải ra môi trường.

Hiệu quả xử lý TP từ nước thải chăn nuôi lợn quy mô trang trại của MHST ở tải

lượng 0,6 m3/giờ, 0,9 m3/giờ, 1,3 m3/giờ được trình bày ở hình 3.35.


Hàm lượng TP trong nước vào mô hình trung bình là 33,3 mg/L (dao động từ

22,1 mg/L đến 49,1 mg/L) và đầu ra còn lại là 16,4 mg/L (dao động từ 10,9 mg/L đến

25,2 mg/L). Như vậy hiệu quả xử lý TP đạt 50,7% (dao động từ 47,9% đến 54,4%). Từ

hình 3.35 ta thấy hiệu quả xử lý TP của MHST tương đối ổn định. Tính trên đơn vị

diện tích, tải trọng TP đưa vào hệ thống là 0,8 g TP/m2.ngày và lượng loại bỏ tương

ứng là 0,41 g TP/m2.ngày.

Hình 3.35. Hiệu quả loại bỏ TP của mô hình sinh thái tại Lương Sơn, Hòa Bình

121


Hàm lượng TP trong nước vào MHST trung bình là 38,5 mg/L (dao động từ

19,1 mg/L đến 67,9 mg/L) và đầu ra còn lại là 19,7 mg/L (dao động từ 10,0 mg/L đến

34,2 mg/L). Như vậy hiệu quả xử lý TP đạt 48,8% (dao động từ 47,4% đến 51,7%). Từ

hình 3.42 ta thấy hiệu quả xử lý TP của MHST tương đối ổn định. Tính trên đơn vị

diện tích, tải trọng TP đưa vào hệ thống là 1,4 g TP/m2.ngày và lượng loại bỏ tương

ứng là 0,68 g TP/m2.ngày.


Hàm lượng TP trong nước vào mô hình trung bình là 37,7 mg/L (dao động từ

14 mg/L đến 58 mg/L) và đầu ra còn lại là 20,7 mg/L (dao động từ 7,7 mg/L đến 33,5

mg/L). Như vậy hiệu quả xử lý TP đạt 45,3% (dao động từ 41,9% đến 48,8%). Từ hình

3.35 ta thấy hiệu quả xử lý TP ở tải lượng này của MHST tương đối ổn định. Tính trên

đơn vị diện tích, tải trọng TP đưa vào hệ thống là 1,9 g TP/m2.ngày và lượng loại bỏ

tương ứng là 0,86 g TP/m2.ngày.

Như vậy qua hình 3.35 ta thấy, hiệu suất xử lý TP của MHST ở lưu lượng 0,6

m3/giờ, 0,9 m3/giờ, 1,3 m3/giờ tương đối ổn định. Mặt khác kết quả này cho thấy TP

đầu vào dao động rất lớn (từ 14 mg/L đến 67,9 mg/L), hiệu suất xử lý TP thì vẫn ổn

định nên TP đầu ra cũng dao động lớn (từ 7,7 mg/L đến 33,5 mg/L), phụ thuộc nhiều

vào sự biến động của TP đầu vào. Tải trọng TP đưa vào hệ thống dao động trong

khoảng 0,8 - 1,9 g TP/m2.ngày và lượng loại bỏ khỏi hệ thống dao động trong khoảng

0,41 - 0,86 g TP/m2.ngày. Kết quả nghiên cứu này phù hợp với nghiên cứu của

González (2009) [138], khi xây dựng hệ thống xử lý nước thải với 6 bể trồng TVTS

tại trang trại chăn nuôi lợn (quy mô 3.000 lợn, lưu lượng nước thải 90 m3/ngày) ở

Mexico, tải trọng loại bỏ TP của hệ thống dao động trong khoảng 0,45 - 1,2 g

TP/m2.ngày. Nghiên cứu mới đây của Zhang (2016) [162], sử dụng kết hợp 4 hệ thống

công nghệ ngầm đứng kết hợp với 1 hệ thống ngầm ngang để xử lý nước thải chăn

nuôi lợn, sau thời gian hoạt động hơn 3 năm hệ thống xử lý hiệu quả các chỉ ô nhiễm,

tải trọng TP loại bỏ khỏi hệ thống dao động trong khoảng 0,5 - 1,5 g TP/m2.ngày.

Giống như N, hiệu quả xử lý TP của MHST cao hơn so với các hệ thống xử lý

chỉ sử dụng 1 loại TVTS. Tải trọng loại bỏ TP của MHST cao hơn khoảng từ 2,2 - 4,5

lần so với kết quả của Zheng và cs (2016) [126], sử dụng công nghệ dòng chảy mặt

trồng Sậy (tải trọng loại bỏ TP của hệ thống xử lý 0,19 g TP/m2.ngày), cao hơn khoảng

từ 1,5 – 4,5 lần so với hệ thống xử lý dòng chảy ngầm trồng Sậy (tải trọng loại bỏ TP

của hệ thống xử lý 0,09 – 0,59 g TP/m2.ngày. So với hệ thống xử lý nước thải sử dụng

Bèo tây tác giả cũng thu được kết quả cao hơn khoản từ 1,3 - 2,2 lần so với nghiên cứu

của Valipour và cs (2015) [105]. Mặt khác so với các nghiên cứu trong nước cũng thu

được kết quả tương tự, cao hơn khoảng từ 3,5 - 5,1 lần so với kết quả nghiên cứu của

Trần Văn Tựa và cs (2011) [67], sử dụng Bèo cái để xử lý nước thải chăn chế biến

122

thủy sản với tải trọng loại bỏ TP của hệ thống xử lý dao động trong khoảng 0,08 - 0,24

g TP/m2.ngày, cao hơn khoảng 2,9 - 5,1 lần so với kết quả nghiên cứu của Phạm

Khánh Huy (2012) [68], sử dụng Bèo tây để xử lý nước thải với tải trọng loại bỏ TP

của hệ thống là 0,08 - 0,14 g TP/m2.ngày.

Nói chung, khi MHST hoạt động đủ công suất thiết kế (1,3 m3/giờ hay 30

m3/ngày), với giá trị đầu vào của COD, TN và TP là 323,7 mg/L; 102,7 mg/L và 31,5

mg/L tương ứng, nước thải sau xử lý chứa 116,3 mg/L COD; 35,9 mg/L TN và 20,7

mg/L TP), hiệu suất xử lý COD, TN và TP là 59,3%; 66,2% và 45,3% tương ứng. Với

hiệu suất xử lý này, hệ thống đã loại bỏ lượng đáng kể COD, TN và TP. Chúng ta biết

rằng N và P là nguyên nhân chính gây phú dưỡng môi trường nước nhưng chưa được

quan tâm thích đáng trong xử lý nước thải.

Trước năm 2016, nước thải chăn nuôi lợn phải tuân thủ QCVN 40 -

2011/BTNMT là qui định cho nước thải công nghiệp. Đối chiếu với tiêu chuẩn thải

này, nước qua xử lý của mô hình đạt TC B về COD và TN nhưng chưa đạt về TP. Từ

2016 với qui định riêng cho nước thải chăn nuôi (QCVN 62-MT: 2016/BTNMT),

nước sau xử lý của mô hình sinh thái đạt TC thải loại A về hàm lượng COD và TN.

3.3.2.4. Sự biến đổi các yếu tố thủy lý của mô hình sinh thái

Cùng với các thông số quan trọng của mô hình như COD, N và P chúng tôi cũng

xác định một số thông số thủy lý. Các thông số này của MHST được xác định tại đầu

vào, tại bè nổi và ở đầu ra được trình bày trong bảng 3.10.

Bảng 3.10. Các thông số thủy lý của mô hình sinh thái

Các thông số Đầu vào Sậy Bè nổi Đầu ra P-value

EC (mS/cm) 3,47±1,94 2,79±1,57 2,11±1,07 1,77±0,99 0,03

S (‰) 1,83±1,09 1,51±0,96 1,19±0,83 0,94±0,59 0,09

TDS (m/L) 2,16±1,17 1,78±0,99 1,38±0,75 1,14±0,62 0,98

pH 8,42±0,31 8,31±0,3 8,10±0,36 7,96±0,52 0,04

Nhiệt độ 23,4±3,93 23,2±4,2 22,8±3,89 22,9±3,78 0,02

DO (mg/L) 2,99±1,29 2,1±0,93 2,70±0,91 2,40±0,68 0,14

Độ đục (NTU) 109±112 99±90 94±142 57±112 0,75

Nhìn chung, các thông số thủy lý của nước thải ít có sự khác biệt giữa 4 điểm

đầu vào, Sậy, Bè nổi và đầu ra, ngoại trừ nhân tố EC, pH và nhiệt độ. Ở thông số DO

do nước thải đã qua công đoạn xử lý sục khí gián đoạn nên nồng độ oxy hòa tan đạt ở

mức trung bình trong khoảng 2,99 ± 1,29, khi qua ngăn trồng sậy, bè nổi đạt ở mức

123

trung bình trong khoảng 2,10 ± 0,93, 2,70 ± 0,91. Oxy hòa tan thấp có thể làm ảnh

hưởng đến các quá trình tự phân giải của nước như quá trình nitrite, nitrate hóa…

Biến động pH của mô hình sinh thái (MHST) được trình bày trong bảng 3.10.

Giá trị pH tại các điểm nghiên cứu của mô hình sinh thái có sự khác biệt (P< 0,05).

Tại điểm đầu vào pH kiềm, cao trung bình khoảng 8,42 ± 0,31, sau đo giảm dần khi đi

qua hệ thống trồng Sậy (8,31 ± 0.3), hệ thống bề nổi (8,10 ± 0,36) và giảm xuống còn

7,96 ± 0,52 ở đầu ra. Như vậy pH của nước sau quá trình xử lý của hệ thống gần như

trung tính. pH trong nước thải đầu ra 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. Trong thời

gian nghiên cứu, ta thấy không có sự khác biệt về giá trị pH (7,44 - 8,73) theo thời

gian, kết quả này phù hợp với kết quả của Vymazal (2011), García và cs (2004) và

López và cs (2016) [ 119, 120, 121]. Trong MHST quá trình nitrat hóa bị ảnh hưởng

bởi pH. Các nghiên cứu khác nhau đã phát hiện ra rằng các dải pH thích hợp cho quá

trình chuyển NH4+ thành nitrit và nitrit chuyển thành nitrat xấp xỉ 7,5 - 8,6 và 7,5 - 8,3,

tương ứng [133, 163]. Do đó, giá trị pH của MHST thích hợp cho quá trình nitrat hóa,

giúp tăng khả năng xử lý N trong MHST.

Độ dẫn điện của nước thải liên quan đến sự có mặt của các ion trong nước,

thường là muối của kim loại như NaCl, KCl, SO2, SO4, NO3, PO4... Nước có độ dẫn

điện cao thường liên quan đến tính độc hại của các ion tan trong nước. Độ dẫn điện

(EC) tại các điểm nghiên cứu của mô hình sinh thái có sự khác biệt (P< 0,05). Tại

điểm đầu vào EC trung bình khoảng 3,47 ± 1,94 mS/cm), sau đo giảm dần khi đi qua

hệ thống trồng Sậy (2,79 ± 1,57 mS/cm), hệ thống bề nổi (2,11 ± 1,07 mS/cm) và giảm

xuống còn (1,77 ± 0,99 mS/cm) ở đầu ra. Như vậy sau khi qua hệ thống xử lý nước thải

bằng TVTS giá trị EC giảm và có sự khác biệt có ý nghĩa giữa nước thải đầu vào và

nước thải đầu ra.

Nhiệt độ có sự thay đổi trong nước thải đầu vào và đầu ra (p<0,05). Tại điểm

đầu vào nhiệt độ trung bình khoảng 23,41oC ± 3,93oC, sau đó giảm dần khi đi qua hệ

thống trồng Sậy (23,21oC ± 4,2 oC), hệ thống bè nổi (22,84oC ± 3,89oC) và giảm xuống

còn (22,93oC ± 3,78oC) ở đầu ra. Như vậy sau khi qua hệ thống xử lý nước thải bằng

TVTS nhiệt độ giảm giữa nước thải đầu vào và nước thải đầu ra. Tuy nhiên sự giảm

này không nhiều, chỉ 0,48oC.

Cùng với sự giảm EC, độ muối (S‰) cũng giảm trong quá trình xử lý. Nhìn

chung các thông số thủy lý cũng cho thấy chất lượng nước đã được cải thiện.

3.3.2.5. Bước đầu tính toán hiệu quả kinh tế

124

Công nghệ sinh thái sử dụng TVTS là công nghệ có chi phí thấp, công nghệ

đơn giản, dễ vận hành và có thể sử dụng các nguồn tài nguyên ở địa phương.

Chi phí xây dựng chủ yếu bao gồm: Đất, san nền, làm bờ và chống thấm, trồng

cây, vật liệu trồng cây, kiểm soát thủy lực (phân phối và thu nước) và các chi phí khác.

Chi phí đầu tư bao gồm chi phí thiết kế, xây dựng và mua nguyên vật liệu phục

vụ cho việc xây dựng mô hình.

Chi phí ban đầu cho mô hình sinh thái (qui mô 600 m2 để xử lý 30 m3 nước thải

chăn nuôi lợn mỗi ngày) là 201,5 tr đ (bảng 3.11). Với chi phí trên, suất đầu tư là 6,7

tr.đ/m3 nước thải. Cần nói thêm rằng, đầu tư sẽ giảm nếu không phải san nền (do địa

hình bằng phẳng), đắp bờ bằng đất thay cho xây gạch và sử dụng đất trồng cây tại

chỗ….

Bảng 3.11. Chi phí xây dựng mô hình sinh thái với TVTS

(600 m2, 30 m3 ngày đêm)

TT Hạng mục Chi phí

(triệu đồng)

1 Thiết kế 10

2 San nền 20

3 Xây bờ bao tường gạch 80

4 Xây dòng ngầm 20

5 Bạt chống thấm 40

6 Đất trồng cây 15

7 Đường ống công nghệ (van chia, ống, phân phối nước…) 10

8 Trồng cây trong mô hình 6,5

Tổng cộng 201,50

Chi phí vận hành, quản lý

Chi phí vận hành bao gồm chi phí kiểm soát chất lượng dòng chảy, bảo dưỡng

hệ thống, làm cỏ, thu cây,.... Với mô hình tổng thế xử lý nước thải, mô hình sinh thái

là công đoạn cuối đặt vị trí thấp nên không cần vận hành bơm nước vào hệ thống.

Dòng chảy giữa các ngăn trong hệ thống cũng tự chảy do có độ chênh lệch nhất định.

125

Vì thế chí phí điện năng bằng không. Hệ thống cũng không cần thiết bị nào khác trong

các khâu vận hành.

Vận hành cả mô hình tổng thể xử lý nước thải chỉ cần 1 nhân công, trong đó

chủ yếu để vận hành các công đoạn liên quan đến xử lý vi sinh yếm khí và hiếu khí-

thiếu khí. Riêng cho mô hình sinh thái bình quân mỗi ngày cần 1 giờ công lao động

cho việc kiểm tra, điều chỉnh dòng, chăn sóc và thu hoạch sinh khối. Tính ra, chi phí

vận hành cho xử lý 1 m3 nước thải là:

150.000 đ (ngày công): 8 giờ (ngày): 30 m3 = 625 đ/m3

Hiệu quả kinh tế

Đề tính toán hiệu quả kinh tế của mô hình cần so sánh với các công trình tương

đương về công nghệ áp dụng cũng như mục đích như để xử lý ô nhiễm N và P đến

mức chấp nhận về môi trường. Tuy nhiên, tại Việt Nam, hầu hết các trang trại chăn

nuôi chưa quan tâm đến khâu xử lý chất dinh dưỡng N và P hoặc có quan tâm nhưng

cũng chỉ ở mức để giảm thiểu chất dinh dưỡng ra môi trường mà không đặt ra phải đạt

đến mức độ nào, tiêu chuẩn nào. Đây là khó khăn cho việc so sánh. Báo cáo năm 2006

của nhóm tác giả Ngô Kế Sương và cs về “Mô hình xử lý nước thải chăn nuôi heo tại

xí nghiệp chăn nuôi Gò Sao” được coi là đầy đủ và đại diện cho các nghiên cứu xử lý

nước thải chăn nuôi [14]. Mô hình thử nghiệm có công suất xử lý 30 m3/ngày trong số

nước thải 935 m3/ngày của Xí nghiệp 12.000 đầu lợn các loại. Với thể tích ao thực vật

thủy sinh (Bèo tây) 720 m2, nếu tính cho cả xí nghiệp sẽ cần gần 2,5 ha và 1 đầu lợn

cần khoảng 2 m2, điều này sẽ khó khả thi nếu không tính tới phương án sử dụng mặt

nước hiệu quả hơn và sinh khối bèo dư.

Về chất dinh dưỡng N và P, tác giả công trình chỉ tính toán về lượng NH3, cụ

thể đầu vào chứa 447,8 mg N-NH4+/L, sau khi qua ao thủy sinh còn 2,3 mg/L tức là

giảm 99,5%. Tuy nhiên, số liệu về TN trong nước sau xử lý còn chưa rõ. Chúng ta biết

rằng, trong xử lý nước thải chăn nuôi lợn, N tồn tại và chuyển hóa dưới các dạng

NH4+, NO3

- và NO2- khi qua các công đoạn xử lý. Vì thế, việc giảm NH3 chưa phản rõ

hiệu quả xử lý TN của hệ thống.

Theo tính toán của chương trình hành động của các nước vùng Baltic (BSAP),

để giảm 1 tấn chất dinh dưỡng (N, P) vào môi trường cần chi phí 24 ngàn ER (24 ER/

kg) trong đó chi phí cho giải pháp công nghệ xử lý chiếm phần đáng kể. Tỷ lệ lợi

ích/chi phí (Benefits/Costs) là 1,4 [164].

Meers và cs (2008), ứng dụng hệ thống đất ngập nước nhân tạo trong xử lý

nước thải chăn nuôi lợn đã qua tiền xử lý cho thấy về chi phí: Giá đầu tư hệ thống là

0,9 - 1,6 EU/m3 nước thải. Chi phí vận hành hệ thống xử lý là 1 - 1,5 EU/ m3, nên tổng

126

giá lên 3 - 4 EU/m3 nước thải. Tổng chi phí cho xử lý cấp 3 này thấp hơn đáng kể so

với sử dụng công nghệ màng (trên 10 ER) cho cùng mục đích [165, 166].

Với mô hình sinh thái nêu trên, thời gian hoạt động không dưới 360 ngày/năm

và mô hình có thể hoạt động trong 10 năm. Giá đầu tư cho 1m3 nước thải xử lý là 2035

đ/m3. Nếu tính cả giá vận hành, tổng chi phí là 2660 đ/m3. Khi chỉ xử lý chất hữu cơ,

nồng độ đầu vào TN và TP có thể cao, nếu tính với TN 500 mg/L, TP 80 mg/L và hiệu

suất xử lý đạt 50% với TN và 40% với TP, Tổng lượng TN và TP loại bỏ là 24750 kg

và 3168 kg tương ứng. Chi phí xử lý 1 kg (N, P) hết 9.436 đ/kg.

Như vậy với chi phí trên, mô hình công nghệ sinh thái rẻ hơn rất nhiều xét về

đầu tư, phí hoạt động.

Ngoài vấn đề kinh tế, mô hình công nghệ sinh thái còn có các lợi ích khác:

- Về mặt xã hội, sẽ góp phần nâng cao sức khỏe của cộng đồng thông qua việc

làm sạch nguồn nước và tạo cảnh quan sạch đẹp.

- Về mặt kinh tế: Mô hình xử lý nước thải theo nguyên lý xử lý sinh học không

cần sử dụng đến năng lượng, sẽ rất tiết kiệm và đem lại hiệu quả kinh tế cao khi được

áp dụng qui mô lớn. Ngoài ra sinh khối các cây trồng trong mô hình có thể sử dụng

làm phân bón sau khi ủ với phân lợn. Nước sau xử lý có thể tuần hoàn để sử dụng như

rửa chuồng trại hay tưới cho cây trồng rất tốt.

- Về mặt bảo tồn đa dạng sinh học: Mô hình tạo cảnh quan sạch đẹp, góp phần tăng

tính đa dạng sinh học trong khu vực với các dạng cây trồng phong phú trong mô hình.

Như vậy việc áp dụng công nghệ sinh thái để xử lý bổ sung nước thải chăn

nuôi sau quá trình xử lý vi sinh là phù hợp với điều kiện kinh tế, trình độ ở hầu hết

các trang trại chăn nuôi hiện nay. Thực tế mô hình xử lý 600 m2 tại trang trại Hòa

Bình Xanh đã chứng minh hiệu quả xử lý của công nghệ khi loại bỏ được khoảng

66,2% TN; 45,3% TP và 59,3% COD trong nước thải đầu vào.

3.4. Đánh giá hiệu quả xử lý của mô hình sinh thái tích hợp trong mô hình tổng

thể xử lý nước thải chăn nuôi lợn tại Lương Sơn, Hòa Bình

Mô hình tổng thể xử lý chất thải chăn nuôi lợn trang trại được xây dựng tại

trang trại Hòa Bình Xanh (huyện Lương Sơn, tỉnh Hòa Bình).

Trang trại Hòa Bình Xanh là trang trại chăn nuôi lợn khép kín với 8 chuồng

nuôi nằm ven núi. Nguồn nước sử dụng là nước mặt, vào đầu năm 2012, trang trại có

1450 đầu lợn (1200 lợn thịt, 250 nái), nước thải khoảng 40 m3 ngày đêm. Trại có hầm

biogas phủ bạt 1000 m3 và ao sinh học (hình 3.36). Khi xây dựng mô hình, số đầu lợn

tăng đến khoảng 3000 lợn.

127

Hệ thống

yếm khí

Hình 3.36. Sơ đồ trang trại Hòa Bình Xanh và vị trí xây dựng mô hình xử lý chất thải

Về xử lý chất thải của trang trại: Nước thải thu gom, xử lý qua hầm biogas sau qua ao

sinh học rồi ra ngoài. Phân lợn nái được thu gom, mang bán (không qua ủ). Phân lợn

thịt theo nước rửa chuồng vào biogas. Mùi chuồng nuôi được xử lý bằng thông gió.

Mô hình tổng thể xử lý chất thải chăn nuôi lợn (nước thải, chất thải rắn và mùi)

xây dựng trên diện tích diện tích 1.300 m2 nằm ngoài khu chăn nuôi. Mô hình (hình

3.36) gồm:

a. Nhà điều hành

b. Xử lý nước thải công suất 30 m3/ngày đêm bao gồm:

+ Bể điều hòa

+ Hệ xử lý yếm khi cao tải với công nghệ ABR.

+ Hệ xử lý lọc sinh học hiếu khí- thiếu khí

+ Công nghệ sinh thái sử dụng TVTS.

- Nhà xử lý chất thải rắn (phân, bùn thải, sinh khối thực vật) bằng ủ chế

phẩm vi sinh ưa nhiệt do đề tài tạo ra.

128

- Xử lý mùi: Bố trí trong khu chuồng nuôi sử dụng dung dịch SOS

Mô hình xử lý nước thải: Với đặc thù nước thải chăn nuôi lợn trang trại có mức

độ ô nhiễm rất cao về chất hữu cơ và chất dinh dưỡng N và P. Nước thải được xử lý

qua 3 bước là xử lý yếm khí với kỹ thuật ABR để loại phần lớn chất hữu cơ (COD),

tiếp theo là xử lý bằng kỹ thuật lọc sinh học hiếu khí - thiếu khí nhằm loại bỏ tiếp

COD và phần lớn N và P và cuối cùng là xử lý bằng CNST sử dụng TVTS để xử lý bổ

sung COD, N và P đến mức chấp nhận về mặt môi trường. Các bước xử lý nhiệm vụ

riêng không thay thế nhưng hỗ trợ lẫn nhau. Dưới đây trình bày vai trò của MHST

trong mô hình tổng thể.

Về hiệu quả xử lý

Hiệu quả xử lý COD, TN và TP của mô hình tổng thể xử lý nước thải trình bày

ở bảng 3.12.

Bảng 3.12. Hiệu quả xử lý COD, TN và TP của mô hình xử lý nước thải

STT Chỉ số Đầu vào Ra yếm

khí

Ra hiếu khí,

thiếu khí

Ra toàn hệ

thống

(MHST)

Hiệu suất

chung

(%)

1

COD (mg/L) 6339 1958 316 119 98,1

± 1309 1359 82 23 0,34

Hiệu suất của từng

công đoạn (%) 69,1 83,9 62,3

2

TN (mg/L) 1042 875 99,3 33 96,8

± 129,3 102,3 52,47 14,4 1,36


công đoạn (%) 16,03 88,7 66,8

3

TP (mg/L) 149,2 67,4 31,4 16,6 88,9

± 27,8 27,0 5,71 5,6 3,03


công đoạn (%) 54,8 53,4 47,0

Hiệu quả xử lý COD đạt rất cao, trung bình hiệu suất xử lý COD đạt 98,1%.

Công đoạn sinh thái đã có hiệu suất xử lý COD là 62,3% với nước thải đầu vào có

lượng COD là 316 mg/L và đầu ra còn 119 mg/L, đạt tiêu chuẩn thải loại B cho nước

thải chăn nuôi của QCVN 62-MT: 2016/BTNMT xét theo nồng độ COD.

129

Về xử lý TN, mặc dù TN trong nước thải đầu vào rất cao đến 1041,7 mg/L, hệ

thống chung đã loại bỏ trung bình 96,8% TN. Riêng MHST đã xử lý TN đạt hiệu suất

66,8%, nước thải ra khỏi hệ thống còn 33 mg TN/l, thấp hơn tiêu chuẩn thải loại A (50

mgTN/l) cho nước thải chăn nuôi của QCVN 62-MT: 2016/BTNMT xét theo nồng độ

TN.

TP trung bình đầu vào hệ thống chung là 149,2 mg TP/l, hệ thống chung đã loại

bỏ đến 88,9% TP. Riêng công đoạn sinh thái, với đầu vào là 31,40 mg TP/l và đầu ra

là 16,6 mg TP/l, MHST đạt hiệu suất loại bỏ TP là 47%.

Cần thấy rằng, khi tải lượng COD, TN và TP đã thấp nhưng chưa đạt tiêu chuẩn

thải, nếu sử dụng công nghệ hóa lý hay công nghệ vi sinh sẽ đòi hỏi đầu tư cao, vận

hành phức tạp. Công nghệ sinh thái sử dụng TVTS ở đây đã chứng minh tính khả thi

cả về kinh tế và kỹ thuật.

Một số đóng góp mang ý nghĩa khoa học công nghệ nữa là chi phí cho mô hình

sinh thái thấp, vận hành không phức tạp đối với trình độ của người chăn nuôi. Vì vậy

công nghệ mang tính lan tỏa và bền vững, đây là con đường đi khả thi trong phát triển

chăn nuôi bền vững gắn với bảo vệ môi trường và nâng cao chất lượng sống của người

dân.

130

KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ

KẾT LUẬN

1. Khả năng chống chịu COD, NH4+, NO3

- và pH của 8 loại TVTS tuyển chọn

cho thấy Bèo tây là cây chống chịu tốt nhất, tiếp đến là cỏ Vetiver, Ngổ trâu, Sậy và

Thủy trúc, nhóm kém nhất là Bèo cái, Rau muống và Cải xoong. Bèo tây chống chịu

COD đến 1000 mg/l; Ngổ trâu, Sậy, Vetiver chống chịu COD đến 750 mg/l; Bèo cái,

Thủy trúc, Rau muống chống chịu COD đến 500 mg/l; Cải xoong chống chịu COD <

500 mg/l; Bèo tây chống chịu NH4+ trên 250 mg/l, Sậy, cỏ Vetiver, Thủy trúc chống

chịu được NH4+ đến 250 mg/l; Bèo cái, Cải xoong chống chịu NH4

+ đến 150 mg/l; Rau

muống, Ngổ trâu chống chịu NH4+ đến 100 mg/l; Bèo tây chống chịu được NO3

- trên

300 mg/l, Ngổ trâu, Thủy trúc chống chịu được NO3- đến 300 mg/l, Sậy, Cải xoong, cỏ

Vetiver chống chịu NO3- đến 250 mg/l, Bèo cái, Rau muống chống chịu NO3

- đến 200

mg/l; Bèo tây, Rau muống, Thủy trúc chống chịu được pH từ 5 – 9, Sậy, cỏ Vetiver,

Ngổ trâu chống chịu pH 5 - 8, Sậy, Bèo cái, Cải xoong chống chịu pH < 8.

2. Khả năng loại bỏ COD, TN và TP của 8 loại TVTS trong thí nghiệm theo mẻ

và thí nghiệm bán liên tục không hoàn toàn như nhau. Nếu như Bèo tây luôn đứng đầu

ở cả thí nghiệm theo mẻ và thí nghiệm bán liên tục thì Bèo cái lại có sự thay đổi đáng

kể. Trong cả hai điều kiện, Cải xoong thường đứng ở vị trí sau cùng. Khả năng chống

chịu cũng là nguyên nhân của kết quả này khi Cải xoong và Bèo cái tỏ ra chống chịu

kém với COD, N và pH trong môi trường.

3. Trong 4 loại hình công nghệ thử nghiệm (với 2 lưu lượng 50 l/m2.ngày và

100 l/m2.ngày) thì 3 loại hình có ưu thế rõ nhất loại bỏ TN, TP và COD trong nước

thải chăn nuôi lợn là hệ thống phối hợp, hệ thống thực vật nổi - Bèo tây và hệ thống

dòng ngầm trồng cỏ Vetiver trong khi hệ thống dòng mặt sử dụng Rau muống tỏ ra

kém hiệu quả nhất khi xử lý nước thải ô nhiễm cao về TN và TP.

4. Ứng dụng và đưa vào vận hành mô hình công nghệ sinh thái (sau công đoạn

hiếu khí) quy mô 600 m2, công suất xử lý 30 m3/ngày.đêm (tương đương 1.000 đầu

lợn) tại Lương Sơn – Hòa Bình. Mô hình là hệ phối hợp bao gồm dòng chảy bề mặt sử

dụng cây Sậy, hệ thực vật nổi (Bèo tây và bè nổi trồng cỏ Vetiver và Thủy trúc) và

dòng chảy ngầm trồng Vetiver. Mô hình sinh thái đã xử lý hiệu quả N, P và COD. Ở

giai đoạn vận hành ổn định với lưu lượng 30 m3/ngày, hiệu suất xử lý các chất ô nhiễm

TN, TP và COD lần lượt là 66,2%; 45,3% và 59,3%. Tải lượng TN, TP và COD đưa

vào hệ thống là 5,5 gN/m2.ngày, 1,9 gP/m2.ngày và 14,3 gCOD/m2.ngày và lượng

được loại bỏ tương ứng là 3,6 gN/m2.ngày, 0,86 gP/m2.ngày và 8,46 gCOD/ m2.ngày.

Nước sau xử lý đạt tiêu chuẩn thải loại A cho nước thải chăn nuôi theo QCVN 62-MT:

131

2016-BTNMT về TN và loại B về COD. Mô hình có chi phí thấp, không đòi hỏi thiết

bị đắt tiền, dễ vận hành và quản lý, hiệu quả xử lý cao và ổn định.

KIẾN NGHỊ

Tiếp tục nghiên cứu ứng dụng thực vật thuy sinh trong xử lý nước thải chế

biến thủy sản, nước thải giết mổ động vật giàu N, P.

132

DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH CÔNG BỐ

1. Giải pháp hữu ích: Trần Văn Tựa, Nguyễn Trung Kiên, Vũ Thị Nguyệt, Quy trình

xử lý hợp chất Nitơ và phospho trong nước thải chăn nuôi lợn thu được từ quá trình

xử lý vi sinh yếm khí bằng cách sử dụng thực vật thủy sinh, số 1451 do Cục sở hữu trí

tuệ cấp ngày 31/10/2016.

2. Trần Văn Tựa, Nguyễn Trung Kiên, Lê Thị Thu Thủy, Vũ Thị Nguyệt (2013), Xử lý

nitơ và phôtpho từ nước thải chăn nuôi lợn bằng công nghệ dòng chảy trên mặt sử

dụng cây sậy, Báo cáo khoa học, Hội nghị Công nghệ sinh học toàn quốc 2013, Quyển

2, tr: 1122-1127.

3. Vũ Thị Nguyệt, Nguyễn Trung Kiên, Trần Văn Tựa, Lê Thị Thu Thủy, Nguyễn

Triều Dương (2014), The use of subsurface constructed wetland grown Vetiver grass

for removal of Nitrogen and phosphorus from swine wastewater, Tạp chí Khoa học và

Công nghệ, số 52, 3A, tr: 74-80.

4. Vũ Thị Nguyệt, Trần Văn Tựa, Nguyễn Trung Kiên, Đặng Đình Kim (2014),

Nghiên cứu sử dụng Bèo tây Eichhornia crassipes (Mart.) Solms để xử lý nitơ và

phôtpho trong nước thải chăn nuôi lợn sau công nghệ Biogas, Tạp chí sinh học, số 37

(1), tr: 53-59.

5. Vũ Thị Nguyệt, Trần Văn Tựa, Đặng Đình Kim, Nguyễn Trung Kiên, Bùi Thị Kim

Anh (2015), Nghiên cứu phối hợp sử dụng Bèo tây và sậy để xử lý COD, nitơ và

phốtpho trong nước thải chăn nuôi lợn sau công nghệ biogas, Báo cáo khoa học về

Sinh thái và Tài nguyên sinh vật, Hội nghị khoa học toàn quốc lần thứ 6, tr: 1540-

1545.

6. Vu Thi Nguyet, Tran Van Tua, Dang Dinh Kim, Bui Thi Kim Anh, Vu Hai Yen

(2016), Application of ecological technology for removal of COD, Nitrogen and

Phosphorus from piggery wastewater after biogas production technology, Journal of

Vietnamese environment, số 8(5), tr: 252-256.

133

TÀI LIỆU THAM KHẢO

1. Tổng cục môi trường, Môi trường nông thôn. Báo cáo môi trường quốc gia 2014,

2014, tr. 34, 1-162.

2. Cục chăn nuôi, Hiện trạng chăn nuôi lợn tại Việt Nam và kế hoạch phát triển đến

năm 2020.

3. Thống kê chăn nuôi Việt Nam, 2014, http://channuoivietnam.com/thong-ke-chan-

nuoi/.

4. Trang xúc tiến thương mại, Bộ Nông nghiệp và PTNT. Bản tin lãnh đạo, Số

10/2014. Thực trạng chăn nuôi. http://xttm.mard.gov.vn/Site/vi-

vn/76/tapchi/69/462/Default.aspx.

5. Thống kê chăn nuôi Việt Nam, 2016, http://channuoivietnam.com/thong-ke-chan-

nuoi/

6. Trần Văn Tựa, Nghiên cứu và ứng dụng công nghệ tiên tiến phù hợp với điều kiện

Việt Nam để xử lý ô nhiễm môi trường kết hợp với tận dụng chất thải của các trang

trại chăn nuôi lợn. Báo cáo tổng hợp kết quả khoa học công nghệ đề tài, chương

trình KHCN cấp Nhà nước KC08.04, 2014, 1 – 417.

7. Viện Công nghệ môi trường và Dự án WEP-JICA Nhật Bản biên soạn, Sổ tay CNXL

nước thải công nghiệp (dự thảo), 2009.

8. Trương Thanh Cảnh, Nghiên cứu tình hình ô nhiễm môi trường của ngành chăn nuôi

TP Hồ Chí Minh và xây dựng các giải pháp tích cực nhằm hạn chế ô nhiễm môi

trường. Báo cáo khoa học, Sở khoa học và công nghệ TP Hồ Chí Minh, 2006.

9. Nguyễn Minh Trí, Nguyễn Bá Lộc, Lê Thị Lệ Thúy, Tìm hiểu khả năng xử lý nước

thải chăn nuôi lợn bằng cỏ Vetiver, Tuyển tập Báo cáo Hội nghị khoa học toàn quốc

- Những vấn đề nghiên cứu cơ bản trong Khoa học Sự sống, 2007, Tr: 607-610.

10. Phùng Đức Tiến, Nguyễn Duy Điều, Hoàng Văn Lộc, Bạch Thị Thanh Dân, Đánh

giá thực trạng ô nhiễm môi trường trong chăn nuôi, Tạp chí Chăn nuôi, 2009, số 4:

10-16.

11. Trịnh Quang Tuyên, Nguyễn Quế Côi, Nguyễn Thị Bình, Nguyễn Tiến Thông, Đàm

Tuấn Tú, Thực trạng ô nhiễm môi trường và xử lý nước thải trong chăn nuôi lợn

trang trại tập trung. Khoa học và Công nghệ chăn nuôi, 2010, số 23, 193-203.

12. Vũ Thị Khánh Vân, Lê Đình Phùng, Vũ Dương Quỳnh, Nguyễn Kim Chiến và

Nguyễn Hữu Cường, Hiện trạng quản lý chất thải và ô nhiễm môi trường chăn nuôi

lợn trang trại ở Việt Nam, Báo Nông nghiệp và Phát triển Nông thôn, 2013, kỳ

1/tháng 7, 67-73.

13. Viện Kỹ thuật nước và Công nghệ môi trường, Báo cáo khảo sát thuộc dự án JICA

ngành chăn nuôi, 2009.

http://channuoivietnam.com/thong-ke-chan-nuoi/


http://xttm.mard.gov.vn/Site/vi-vn/76/tapchi/69/462/Default.aspx

http://xttm.mard.gov.vn/Site/vi-vn/76/tapchi/69/462/Default.aspx



134

14. Ngô Kế Sương, Nguyễn Hữu Phúc, Phạm Ngọc Liên, Võ Thị Kiều Thanh, Mô hình

xử lý nước thải chăn nuôi heo tại xí nghiệp chăn nuôi Gò Sao, Ấn phầm điện tử,

nông thôn đổi mới, 2006, số 14 (3).(vista.gov.vn).

15. Đặng Đình Kim, Đặng Hoàng Phước Hiền, Nguyễn Sỹ Nguyên, Đặng Thị Thơm,

Dương Thị Thuỷ, Dương Đức Tiến, Nghiên cứu tảo độc nước ngọt ở Việt Nam, Báo

cáo Hội nghị toàn quốc về nuôi trồng thuỷ sản, Hải Phòng, tháng 1, 2005.

16. Lưu Anh Đoàn, Báo kinh tế nông thôn, 2011.

17. Odum H.T, Experiments with Engineering of Marine Ecosystems. in: Publication of the

Institute of Marine Science of the University of Texas, 1963, 9, 374-403.

18. Mitsch W. J and Jorgensen. S.E, Introduction to Ecological Engineering, In: W.J.

Mitsch and S. E, Jorgensen (Editors), Ecological Engineering: An Introduction to

Ecotechnology, John Wiley & Sons, New York, 1989, 3-12.

19. Barrett K. R, Ecological engineering in water resources: The benefits of

collaborating with nature, Water International, Journal of the International Water

Resources Association, 1999, 24:182-188.

20. Brix H, Functions of macrophytes in constructed wetlands, Wat. Sci. Tech, 1994,

29: 71-78.

21. Tripahi. B. D, Suresh. C, Shukla, Biological Treatment of wastewater by selected

aquatic plant, Environmental Pollution, 1991, Volume 69, 69 - 78.

22. Lu Q, Evaluation of aquatic plants for phytoremediation of eutrophic stormwaters.

Ph.D Thesis, University of Florida, Florida, 2009.

23. Đặng Đình Kim, Lê Đức, Trần Văn Tựa, Bùi Thị Kim Anh, Đặng Thị An, Xử lý ô

nhiễm môi trường bằng thực vật (phytoremediation), Nhà xuất bản Nông nghiệp,

2011, 135 - 174.

24. Vymazal J, Removal of nutrients in various types of constructed wetlands, Science

of the Total Environment, 2007, 380, 48–65.

25. Greenway M, Sustainability of macrophytes for nutrient removal from surface flow

constructed wetlands receiving secondary treated sewage effluent in Queensland,

Australia, Water Science and Technology, 2003, Volume 48: 121 – 128.

26. United States Department of Agriculture, Part 637: Environmental Engineering,

Chapter 3: Constructed Wettlands, National Engineering Handbook, 2002.

27. Vymazal J, Constructed Wetlands for Wastewater Treatment- Review, Water, 2010,

2(3), 530-549.

28. Metcalf and Eddy, Wastewater Engineering Treatment, Disposal and Reuse,

McGraw-Hill, Singapore, 1991.

29. Trịnh Xuân Lai, Tính toán thiết kế các công trình xử lý nước thải. Nhà xuất bản Xây

dựng Hà Nội, 2000.

30. Griffin P, Ten years experience of treating all flows from sewerage systemsusing

package plant and constructed wetland combination, Wat. Sci. Technol, 2003, Vol.

48, No. 11 - 12, pp93 – 99.

135

31. Obarska H. P, Tuszynska A, “Polish experience with sewage sludge dewatering in

reed systems, Wat. Sci. Technol, 2003, Vol. 48, No. 5, 111 – 117.

32. Vymazal J, Horizontal subsurface flow and hybrid constructed wetlands systems for

wastewater treatment, Ecol. Eng, 2005, volume 25, p. 478-490.

33. Cooper P. F and Findlater B.C, Constructed wetlands in water pollution control,

International Conference on the Use of Constructed Wetlands in Water Pollutant

Control, Cambridge, UK, 1996, 605.

34. Dupoldt C, Edwards R, Garber L, A handbook of Constructed wetland, 1995, Vol 1,

U.S. Goverment Printing Office.

35. Kamarudzaman A. N, Aziz R. A, and Jalil M. F, Removal of Heavy Metals from

Landfill Leachate Using Horizontal and Vertical Subsurface Flow Constructed

Wetland Planted with Limnocharis flava, International Journal of Civil &

Environmental Engineering IJCEE-IJENS, 2011, Vol: 11 No 5, 85-91.

36. Kadlec R. H, Knight R. L, Vymazal J, Brix H, Cooper P and Haberl R, Constructed

wetlands for pollution control. IWA Publishing, London, 2000.

37. Tăng Thị Chính, Giáo trình công nghệ xử lý nước thải, Nhà xuất bản khoa học tự

nhiên và công nghệ, 2015, tr 167: 1- 235.

38. Davis L, A handbook of constructed wetlands, Volumn 1: General considerations,

USDA-NRCS, EPA Region III, 1995.

39. Lê Tuấn Anh, Lê Hoàng Việt, Guido wyseure, Đất ngập nước kiến tạo, Nhà xuất

bản Nông nghiệp, 2009, tr. 1-98.

40. Delgado M, Guardiola E, Bigeriego M (1995), Organic and inorganic nutrients

removal from pig slurry by water hyacinth, 1995, http://cat.inist.fr.

41. Stone K.C, Hunt P.G, Szögi A.A, Humenik F.J. and Rice J.M, Constructed wetland

design and performance for swine lagoon wastewater treatment, Trans. ASAE,

2002, 45 (3), 723-730.

42. Xindi L, Luo S, Wu Y and Wang Z, Studies on the Abilities of Vetiveria zizanioides

and Cyperus alternifolius for Pig Farm Wastewater Treatment, Proc. Third

International Vetiver Conference, Guangzhou, China, 2003.

43. Poacha, M. E, Hunt P.G, Reddy G.B, Stone K.C, Johnson M.H and Grubbs A,

Swine wastewater treatment by marsh–pond–marsh constructed wetlands under

varying nitrogen loads, Ecological Engineering, 2004, 23, 165-175.

44. Sohsalam P, Englande A. J, Sirianuntapiboon S, Seafood wastewater treatment in

constructed wetland: Tropical case, Bioresource Technology, 2008, 99, 1218-1224.

45. Harrington R, McInnes R, Integrated Constructed Wetlands (ICW) for livestock

wastewater management, Bioresource Technology 99, 2009, volume 100 (22),

5498-5505.

46. Lee S, Marla C, Maniquiz-Redillas, Choi J, Kim L. H, Nitrogen mass balance in a

constructed wetland treating piggery wastewater effluent, Journal of Environmental

Sciences, 2014.

http://cat.inist.fr/

136

47. Islam-ul-Haque C and Saleem A, Community based sewage treatment through

hybrid constructed wetlands ystem for improved heath & hygiene and for enhanced

agriculture productivity / livelihood generation in rural water scarce

environmentsPakistan, American Journal of Environmental Protection, 2015, 45-54.

48. Zhang X, Inoue T, Kato K, Izumoto H, Harada J, Wu D, show all, Multi-stage

hybrid subsurface flow constructed wetlands for treating piggery and dairy

wastewater in cold climate, Environmental Technology, 2017, 38.

49. Kickuth R, Degradation and incorporation of nutrients from rural wastewaters by

plant rhizosphere under limnic conditions, the International Conference on

Utilization of Manure by Land Spreading, London, U.K, 1977, 335-343.

50. Seidel K, Macrophytes and water purification, In: Biological Control of Water

Pollution, University of Pennsylvania Press, 1967.

51. Cooper P. F and Findlater B. C, Constructed wetlands in water pollution control,

International Conference on the Use of Constructed Wetlands in Water Pollutant

Control, Cambridge, UK, 1990, 605.

52. Reed S. C, Crites R. W, Middlelebrooks E. J, Natural systems for waste

management and treatment. McGraw-Hill: New York, 1995.

53. Solano M. L, Soriano P and Ciria M. P, Constructed wetlands as a sustainable

solution for wastewater treatment in small villages, Biosystem Engineering, 2003,

volumr 87(1), 109-118.

54. Schnoor J. L, Environmental modeling: Fate and transport of pollutants in water,

air, and soil, John Wiley & Sons, New York, 1996.

55. Wynn T. M and Liehr S. K, Development of a constructed subsurface-flow wetland

simulation model in Ecological Engineering, 2000, 519-536.

56. Lin A. Y. C, Debroux J. F, Cunningham J. A and Reinhard M, Comparison of

rhodamine WT and bromide in the determination of hydraulic characteristics of

constructed wetlands, Ecololgical Engineering, 2003, 20(1), tr. 75-88.

57. Seabloom R.W.et al, Constructed Wetlands. University of Washington, 2003, 1-31.

58. Hunt P.G, Szögi A. A, Humenik F. J, Rice J. M, Matheny T.A, Stone K.C,

Constructed wetlands for treatment of swine wastewater from an anaerobic lagoon,

American Society of Agricultural Engineers, 2002, 45(3), 639-647.

59. Poach M.E, Hunt P.G, Vanotti M.B, Stone K.C, Matheny T.A, Johnson M.H, Sadler

E.J, Improved nitrogen treatment by constructed wetlands receiving partially

nitrified liquid swine manure, Ecological Engineering, 2003, 20, 183-197.

60. Hunt P. G, Szögi A. A, Humenik F. J, Rice J. M, Treatment of animal wastewater in

constructed wetlands, In: 8th International Conference on Network of Recycling of

Agricultural, Municipal and Industrial Residues in Agriculture, Rennes, 1998,

Proceedings, Rennes: FAO ESCORENA, 1999, 305-313.

61. Trần Hiếu Nhuệ, Trần Đức Hạ, Xử lý nước thải Hà Nội theo mô hình lắng và hồ sinh

học, 1985.

http://www.tandfonline.com/doi/full/10.1080/09593330.2016.1187206?scroll=top&needAccess=true

http://www.tandfonline.com/toc/tent20/current

137

62. Lâm Minh Triết, Nghiên cứu áp dụng hệ thống hồ sinh vật ba bậc với thực vật nước

để xử lý bổ sung nước thải nhiễm dầu trong điều kiện Việt Nam, Tuyển tập báo cáo

khoa học: Nước thải và môi trường: Trung tâm nước và môi trường, Đại học Bách

khoa TP HCM, 1990, 160-168.

63. Nguyễn Việt Anh, Phạm Thuý Nga, Lê Hiền Thảo, Karin Tonderski, Andrzej

Tonderski và CTV, Xử lý nước thải bằng bãi lọc ngầm trồng cây dòng chảy thẳng

đứng áp dụng trong điều kiện Việt Nam, Tuyển tập báo cáo báo cáo khoa học, Hội

nghị môi trường toàn quốc 2005, 2005, 877-881.

64. Dương Đức Tiến, Đào Đức Cương, Nguyễn Minh Giản, Vũ Thanh Lâm, Trần Hải

Linh, Xây dựng mô hình hệ thống đất ngập nước nhân tạo để xử lý nước thải sinh

hoạt tại các xã Minh Nông, Bến Gót, Thành phố Việt Trì, Hội thảo khoa học về Bãi

lọc trồng cây xử lý nước thải, Đại học Xây dựng 11/2006, 2006, 39-43.

65. Trần Văn Tựa, Nguyễn Đức Thọ, Đỗ Tuấn Anh, Nguyễn Trung Kiên và Đặng Đình

Kim, Sử dụng cây Sậy và Cỏ vetiver trong xử lý nước thải chứa crôm và Niken theo

phương pháp vùng rễ, Tạp chí khoa học và công nghệ, 2008, 46 (3), 5-23.

66. Trần Văn Tựa, Nguyễn Trung Kiên, Đỗ Tuấn Anh, Vũ Thị Nguyệt, Hoàng Trung

Kiên, Lê Thị Thu Thuỷ và Đặng Đình Kim, Công nghệ sinh thái sử dụng thực vật

thủy sinh trong xử lý nước phú dưỡng, Hội nghị Khoa học kỷ niệm 35 năm Viện

Khoa học và Công nghệ Việt Nam, 2010.

67. Trần Văn Tựa, Phạm Văn Đức, Đỗ Tuấn Anh, Lê Thị Thu Thuỷ, Đặng Đình Kim,

Sử dụng hệ thống thực vật nổi trong xử lý nước thải hữu cơ giầu nitơ và photpho từ

ngành chế biến thuỷ sản, Tạp chí xây dựng T7/2011, 2011, 51-54.

68. Phạm Huy Khánh và cs, Nghiên cứu xử lý nước thải sinh hoạt bằng mô hình thủy

sinh nuôi bèo lục bình, Tạp chí KTKT Mỏ - Địa chất, 2012, 16-22.

69. Lê Tuấn Anh, Nghiên cứu phát triển công nghệ bãi lọc trồng cây ứng dụng vào xử lý

nước thải từ chế biến thủy sản xuất khẩu, Báo cáo tổng kết đề tài, 2013, 1- 105.

70. Nguyễn Thành Lộc, Võ Thị Cẩm Thu, Nguyễn Trúc Linh, Đặng Cường Thịnh,

Phùng Thị Hằng và Nguyễn Võ Châu Ngân, Đánh giá hiệu quả xử lý nước thải sinh

hoạt của một số thực vật thủy sinh, Tạp chí khoa học trường đại học Cần Thơ, 2015,

119-128.

71. Nguyễn Hồng Sơn, Giải pháp khoa học và công nghệ trong việc xử lý nước thải

nuôi tôm vùng ven biển bắc bộ và nuôi cá tra đồng bắng sông cửu long, Báo cáo sản

phẩm 2 của đề tài, 2016, 1-33.

72. Đặng Xuyến Như, Phạm Hương Sơn, Nguyễn Phú Cường, Dương Hồng Dinh, Xử lý

nước thải chăn nuôi lợn bằng tháp UASB và máng thực vật thủy sinh, Tạp chí Sinh

học, 2005, 27-32

73. Trương Thị Nga, Hồ Liên Huê, Hiệu quả xử lý nước thải chăn nuôi bằng sậy

(Phragmites spp), Tạp chí Khoa học trường đại học Cần Thơ, 2009, 32.

74. Trương Thị Nga và Võ Thị Kim Hằng, Hiệu quả xử lý nước thải chăn nuôi bằng cây

rau Ngổ (Enydra fluctuans. Lour) và cây lục bình (Eichhoria crassipes), Tạp chí

138

Khoa học Đất số 34/2010, 2010, http://www.thiennhien.net/2010/11/10/xu-ly-nuoc-

thai-bang-rau-ngo-va-luc-binh/.

75. Trịnh Quang Tuyên, Nguyễn Quế Côi, Đàm Tuấn Tú, Nguyễn Tiến Thông, Lê văn

Sáng và Nguyễn Duy Phương, Một số giải pháp xử lý phân và nước thải nhằm giảm

ô nhiễm môi trường trong chăn nuôi lợn trang trại tập trung, KH&CN chăn nuôi,

2011, 28, 55-70.

76. Dư Ngọc Thành, Nghiên cứu Công nghệ bãi lọc ngầm trồng cây để xử lý nước thải

chăn nuôi trong điều kiện tỉnh Thái Nguyên, Việt Nam, Báo cáo tổng kết đề tài cấp

đại học, 2013, 1-167.

77. Trần Thị Kim Thủy, Nguyễn Lý Hải, Đánh giá chất lượng nước thải từ trang trại bò

qua các hình thực xử lý bằng Lục bình (Eichhornia crassipes) và ruộng cỏ Môn

(Hymenachyne acutigluma) tại thành phố Cao Lãnh, tỉnh Đồng Tháp, Tạp chí Nông

nghiệp & Phát triển nông thôn số 3+4/2016, 2016, 162 -168

78. Vincen Porphyre, Cirad, Nguyễn Thế Côi, NIHA, Thâm canh chăn nuôi lợn, quản lý

chất thải và bảo vệ môi trường, Nhà xuất bản Prise, 2006.

79. Sim C.H, The use of constructed wetlands for wastewater treatment, Water

International - Malaysia Office, 2003, 24.

80. Liao X, Studies on plant ecology and system mechanisms of constructed wetland for

pig farm in South China, Ph.D Thesis, South China Agricultural University,

Guangzhou, Guangdong, China, 2000.

81. Xu J, Zhang J, Xie H, Li C, Bao N, Zhang C, Shi Q, Physiological responses of

Phragmites australis to wastewater with different chemical oxygen demands,

Ecological Engineering, 2010, 36, 1341–1347.

82. Silvana D. P, Wastewater treatment with Pistia Stratiotes L, master’s thesis,

OSAKA University, 1994.

83. Körner, S. Sanjeev K, Das, Veenstra S, Jan E. V, The effect of pH variation at the

ammonium/ammonia equilibrium in wastewater and its toxicity toLemna gibba,

Aquatic Botany, 2001, 71, 71-78.

84. Gupta P, Roy S, Amit B. M, Treatment of Water Using Water Hyacinth, Water Lettuce

and Vetiver Grass - A Review, Resources and Environment, 2012, 2(5), 202-215.

85. Ayyasamy, Rajakumar P.M, Sathishkumar S, Swaminathan M, Shanthi K,

Lakshmanaperumalsamy K, Lee S. P, Nitrate removal from synthetic medium and

groundwater with aquatic macrophytes, Desalination, 2009, 242, 286-296.

86. Liua, X., Huanga S, Tanga T, Liub X, Scholzc M, Growth characteristics and

nutrient removal capability of plants in subsurface vertical flow constructed

wetlands, Ecological Engineering, 2012, 44, 189–198.

87. El-Gendy N, Biswas A.S, Bewtra J.K, Growth of water hyacinth in municipal

landfill leachate with differentp, Environ, Technol, 2004, 25, 833-840.

http://www.thiennhien.net/2010/11/10/xu-ly-nuoc-thai-bang-rau-ngo-va-luc-binh/

http://www.thiennhien.net/2010/11/10/xu-ly-nuoc-thai-bang-rau-ngo-va-luc-binh/

139

88. Trần Văn Tựa, Nghiên cứu đánh giá hiện trạng ô nhiễm môi trường nước và tảo độc

tại hồ Núi Cốc (Thái Nguyên); đề xuất các giải pháp quản lý tổ hợp hồ Núi Cốc.

Báo cáo tổng hợp kết quả đề tài độc lập cấp nhà nước, 2010, 1 – 345.

89. Trần Văn Tựa, Nghiên cứu sử dụng các loại thực vật thủy sinh điển hình cho xử lý

nước thải công nghiệp chứa kim loại nặng và nước thải công nghiệp chế biến thực

phẩm. Báo cáo tổng kết đề tài cấp Viện Hàn lâm Khoa học và Công nghệ Việt Nam,

2007, 1-134.

90. Hồ Bích Liên, Đánh giá khả năng xử lý nước rỉ rác của cỏ Vetiver trong điều kiện

bổ sung chế phẩm sinh học EM, Tạp chí Đại học Thủ Dầu Một, 2014, 5 (18), 76-81.

91. Sooknah R. D, Ann C. W, Nutrient removal by floating aquatic macrophytes

cultured in anaerobically digested flushed dairy manure wastewater, Ecological

Engineering, 2004, 22, 27-42.

92. Võ Trần Hoàng, Trương Phạm Khánh Duy, Trần Phạm Khánh Minh, Lê Hoàng

Trung, Nguyễn Minh Trung, Phạm Thị Mỹ Trâm, Khảo sát hiệu quả xử lý nước

thải sinh hoạt của Lục bình và Ngổ trâu, Tạp chí Đại học Thủ Dầu Một, 2014, 1

(14), 25-30.

93. Châu Minh Khôi, Nguyễn Văn Chí Dũng và Châu Thị Nhiên, Đánh giá khả năng xử

lý N, P hữu cơ hòa tan trong nước thải ao nuôi cả tra của Bèo tây và cỏ Vetiver,

Trường Đại học Cần Thơ, Tạp chí Khoa học, 2012, 21b, 151-160.

94. Xia H.P, Shu W.S, Resistance to and uptake of heavy metals by Vetiveria

zizanioides and Paspalum notatum from lead/zinc mine tailings, Acta Ecol. Sin.,

2001, 21, 1121-1129.

95. Supradata, Domectic Waste Water Treatment by using Cyperus

alternifolius, L. with Sub Surface Flow Wetland System (SSF-Wetlands),

Master Progam of Environmental Science, Diponegoro University,

Semarang, 2005.

96. Kalipci E, Investigation of decontamination effect of Phragmites australis for Konya

domestic wastewater treatment, Journal of Medicinal Plants Research, 2011, 5(29),

pp 6571 – 6577.

97. Kadlec R.H, Wallace S.D, Treatment Wetlands, 2nd Edn. Taylor and Francis

Group, Boca Raton, USA, 2009, ISBN 978-1-56670-526-4.

98. Leto C, Tuttolomondo T, La Bella S, Leone R, Licata M, Effects of plant species in

a horizontal subsurface flow constructed wetland –phytoremediation of treated

urban wastewater with Cyperus alternifolius L. and Typha latifolia L. in the West of

Sicily (Italy), Ecol. Eng, 2013, 61, 282–291.

99. Rodríguez M, Brisson J, Pollutant removal efficiency of native versus exotic

common reed (Phragmites australis) in North American treatment wetlands, Ecol.

Eng, 2015, 74, 364-370.

100. Vymazal J, Plants used in constructed wetlands with horizontal subsurface flow: a

review, Hydrobiologia, 2011, 674, 133–156.

140

101. Vymazal J, Long-term performance of constructed wetlands with horizontal sub-

surface flow: Ten case studies from the Czech Republic, Ecol, Eng, 2011, 37, 54-63.

102. Kumari M, Tripathi B. D, Effect of aeration and mixed culture of Eichhornia

crassipes and Salvinia natans on removal of wastewater pollutants, Ecol, Eng,

2014, 62, 48–53.

103. Olukanni D.O, Kokumo K.O, Efficiency assessment of a constructed wetland using

Eichhornia crassipes for wastewater treatment, Am. J. Eng. Res, 2013, 2, 450–454.

104. Rezania S, Din M. F. M, Ponraj M, Sairan F.M, Kamaruddin S.F. B, Nutrient uptake

and wastewater purification with water hyacinth and its effect on plant growth in

batch system, Environ, Treat, Tech, 2013, 1, 81–85.

105. Valipour A, Raman V, Ahn Y, Effectiveness of Domestic Wastewater Treatment

Using a Bio-Hedge Water Hyacinth Wetland System, Water, 2015, 7, 329-347.

106. Trần Văn Tựa, Nguyễn Văn Thịnh, Trần Thị Ngát, Nguyễn Trung Kiên, Khả năng

loại bỏ một số yếu tố phú dưỡng môi trường nước của cây Bèo tây, Tạp chí

KH&CN, 2010, 48 (4A), 408-415.

107. Tua T. V, Duc P. V, Anh B. K, Thuy L. T, Anh D. T, Kim D. D, The Use of

constructed wetland system for treatment of fish processing wastewater Vietnamese,

condition: 10th Intern, Conference on Wetland Systems for Water Pollution Control.

Sept. 23-29, Lisbon-Portugal V1, 2006, 69-78.

108. Osem Y, Chen Y, Levinson D, Hadar Y, The effects of plant roots on microbial

community structure in aerated wastewater-treatment reactors, Ecol. Eng. 2007, 29,

133–142.

109. Dhote S, Dixit S, Water quality improvement through macrophytes - A review

Environ, Monit. Assess, 2009, 152, 149–153.

110. Chang J. J, Wu S. Q, Dai Y. R, Liang W, Wu Z. B, Treatment performance of

integrated vertical-flow constructed wetland plots for domestic wastewater, Ecol.

Eng, 2012, 44, 152–159

111. Zhang D, Gersberg R. M, Keat T. S, Constructed wetlands in China”. Ecol. Eng,

2009, 35, 1367–1378.

112. Chunkao K, Nimpee C, Duangmal K, The King’s initiatives using water hyacinth to

remove heavy metals and plant nutrients from wastewater through Bueng Makkasan

in Bangkok, Thailand, Ecol. Eng. 2012, 39, 40–52.

113. Wiessner A, Kuschk P, Kappelmeyer U, Bederski O, Müller R. A, Kästner M,

Influence of helophytes on redox reactions in their rhizosphere. In Phytoremediation

and Rhizoremediation, Mackova M, Dowling D. N, Macek T, Eds, Springer,

Dordrecht, The Netherlands, 2006, 9A, 69–82.

114. Brix H, Plants used in constructed wetlands and their functions. In Proceedings of

the 1st International Seminar on the Use of Aquatic Macrophytes for Wastewater

Treatment in Constructed Wetlands, Lisboa, Portugal, 2003, 81–109.

141

115. Kalubowila S, Jayaweera M, Nanayakkara C. M, Gunatilleke D. N. D. S. Floating

wetlands for management of algal washout from waste stabilization pond effluent:

Case study at hikkaduwa waste stabilization ponds, Eng. J. Inst. Eng. Sri Lanka,

2014, 46, 63–74.

116. Kim Y, Giokas D. L, Chung P. G, Lee, D R, Design of water hyacinth ponds for

removing algal particles from waste stabilization ponds, Water Sci. Technol. 2003,

48, 115–123.

117. Rai U, Upadhyay A, Singh N, Dwivedi S, Tripathi R, Seasonal applicability of

horizontal sub-surface flow constructed wetland for trace elements and nutrient

removal from urban wastes to conserve Ganga River water quality at Haridwar,

India, Ecol. Eng, 2015, 81, 115-122.

118. Rodriguez M, Brisson J, Does the combination of two plant species improve removal

efficiency in treatment wetland, Ecological Engineering, 2016 91: 302–309.

119. López D, Sepúlveda M, Vidal G, Phragmites australis and Schoenoplectus

californicus in constructed wetlands: Development and nutrient uptake, Journal of

Soil Science and Plant Nutrition, 2016, 16 (3), 763-777

120. García J, Aguirre P, Mujeriego R, Huang Y, Ortiz L, Bayona J, Initial contaminant

removal performance factors in horizontal flow reed beds used for treating urban

wastewater, Water Res, 2004, 38, 1669-1678.

121. Vymazal J, Kröpfelová L, A three-stage experimental constructed wetland for

treatment of domestic sewage: first 2 years of operation, Ecol. Eng, 2011, 37, 90-98.

122. Vymazal J, Plants in constructed, restored and created wetlands, Ecol. Eng, 2013,

61, 501–504.

123. Hallin S, Hellman M, Choudhury M. I, Ecke F, Relative importance of plant uptake

and plant associated denitrification for removal of nitrogen from mine drainage in

sub-arctic wetlands, Water Res. 2015, 85, 377-383.

124. Allen W. C, Hook P. B, Biederman J A, Stein O, Temperature and wetland plant

species effects on wastewater treatment and root-zone oxidation, J. Environ. Qual,

2002, 31 (3), 1011–1016.

125. Edwards K. R, Cizková H, Zemanová K, Santrucková H, Plant growth and

microbial processes in a constructed wetland planted with Phalaris arundinacea,

Ecol. Eng, 2006, 27, 153–165.

126. Zheng Y, Wang X, Dzakpasu M, Zhao Y, Ngo Huu Hao, Guo W, Ge Y, Xiong J,

Effects of interspecific competition on the growth of macrophytes and nutrient

removal in constructed wetlands: A comparative assessment of free water surface

and horizontal subsurface flow systems, Bioresource Technolog, 2016, 207, 134–

141.

127. Brix H, Dyhr-Jensen K, Lorenzen B, Root-zone acidity and nitrogen source affects

Typha latifolia L. growth and uptake kinetics of ammonium and nitrate, J. Exp. Bot,

2002, 53 (379), 2441–2450.

142

128. Coleman J, Hench K, Garbutt K, Sexstone A, Bissonnette G, Skousen J, Treatment

of domestic water by three plant species in constructed wetlands, Water Air Soil

Pollut, 2001, 128, 283–295.

129. Vymazal J, Kröpfelova J, Nitrogen and phosphorus standing stock in Phalaris

arundinacea and Phragmites australis in a constructed treatmentwetland: 3-year

study. Arch. Agron, Soil Sci, 2008, 54, 297–308.

130. Li F, Lu L, Zheng X, Ngo H. H, Liang S, Guo W, Zhang X, Enhanced nitrogen

removal in constructed wetlands: effects of dissolved oxygen and stepfeeding,

Bioresour, Technol, 2014, 169, 395–402.

131. Wang X, Tian Y, Zhao X, Peng S, Wu Q, Yan L, Effects of aeration position on

organics, nitrogen and phosphorus removal in combined oxidation pondconstructed

wetland systems, Bioresour. Technol, 2015, 198, 7–15.

132. http://greenhouses.com.vn/tin-tuc/rau-muong-xu-ly-nguon-nuoc-o-nhiem-nhu-nao/

133. Hu M. H, Ao Y. S, Yang X. E, Li T. Q, Treating eutrophic water for nutrient

reduction using an aquatic macrophyte (Ipomoea aquatica Forsskal) in a deep flow

technique system, Agricultural water management, 2008, 95, 607–615.

134. Wu M. Y. J, Yu Z. L, Sheng G. P, Yu H. Q, Nitrogen removal from eutrophic water

by floating-bed- grown water spinach (Ipomoea aquatica Forsk.) with ion

Implantation, Water Researh, 2007, 41, 3152– 3158.

135. Nguyen Thi Hong Nhan and T R Preston Nguyen Thiet, Enydra fluctuans and water

spinach (Ipomoea aquatica) as agents to reduce pollution in pig waste water,

MEKARN Regional Conference 2007: Matching Livestock Systems with Available

Resources, 2007, http://mekarn.org/workshops/prohan/thiet_ctu.htm.

136. Ngô Thụy Diễm Trang và Brix H, Hiệu suất xử lý nước thải sinh hoạt của hệ thống

đất ngập nước kiến tạo nền cát vận hành với mức tải nạp thủy lực cao, Tạp chí Khoa

học 2012:21b, 161-171, Đại học Cần thơ.

137. Shahi D. H, Eslami H, Hasan M, ComparingtheEfficiency of Cyperus alternifolius and

Phragmites australis in Municipal Wastewater Treatmentby Subsurface Constructed

Wetland, Pakistan Journalof Biological Sciences, 2013, 16(8), 379-384.

138. González F. T, Vallejos G. G, Silveira J. H, Franco C. Q, García J. and Puigagut J.

Treatment of swine wastewater with subsurface-flow constructed wetlands in

Yucatán, Mexico: Influence of plant species and contact time, Available on website

http://www.wrc.org.za, Water SA, 2009, 35, 335-342.

139. Truong P, Hart B, Vetiver System For Wastewater Treatment”. Pacific Rim Vetiver

Network Technical Bulletin, 2001, 200(2).

140. Ash R, Truong P, The Use of Vetiver Grass for Sewerage Treatment, Presented at

the Sewage Management QEPA Conference, Cairns, Australia, 2004.

141. Akbarzadeh A, Jamshidi S, Vakhshouri M, Nutrient uptake rate and removal

efficiency of Vetiveria zizanioides in contaminated waters, Pollution, 2015, 1(1), 1-8.

http://greenhouses.com.vn/tin-tuc/rau-muong-xu-ly-nguon-nuoc-o-nhiem-nhu-nao/

http://mekarn.org/workshops/prohan/thiet_ctu.htm

http://www.wrc.org.za/

143

142. Akpah Y, Moe A. N, Emmanuel B, Purification of industrial Wastewater with

Vetiver ghasses (Vetiveria Zizanioides): The case of food and beverages wastewater

in Ghana, Asian Journal of basic and Applied sciences, 2015, 2(2), 1-14.

143. Boonsong K, Chansiri M, Domestic Wastewater Treatment using Vetiver Grass

Cultivated with Floating Platform Technique, AU J.T, 2008, 12(2), 73-80.

144. Wagner S, Truong P, Vieritz A, Smeal C, Response of vetiver grass to extreme

nitrogen and phosphorus supply, Proceedings of the Third International Conference

on Vetiver and Exhibition, Guangzhou, China October 2003, 2003.

145. Stensel D, 2013, Filtration. Retreived from https://catalyst.uw.edu/workspace/stensel

146. Luu H. M, Nguyen N. X. D, Le V. A, Bui T. L. M, Treatment of wastewater from

slaughterhouse by biodigester and Vetiveria zizanioides L. Livestock, Research for

Rural Development, 2014, 26 (4).

147. Dong, X, Gudigopuram B, Reddy, Ammonia-oxidizing bacterial community and

nitrification rates in constructed wetlands treating swine wastewater,

Ecological Engineering, 2012, 40, 189-197.

148. Trịnh Lê Hùng, Vũ Đình Phương, Lê Tuấn Anh, Hoàng Văn Hà, Nghiên cứu sự

chuyển hóa các chất dinh dưỡng trong bãi lọc trồng cây ngập nước, Tạp chí phân

tích Lý, Hóa, Sinh học, 2012, 1 (17), 25-28.

149. Fraser L, Spring M, Steer D, A test of four plant species to reduce total nitrogen and

total phosphorus from soil leachate in subsurface wetland microcosms, Bioresour,

Technol, 2004, 94, 185–192.

150. Picard C, Fraser L, Steer D, The interacting effects of temperature and plant

community type on nutrient removal in wetland microcosms”, Bioresour, Technol,

2005, 96, 1039–1047.

151. Zhang C. B, Wang J, Liu W.L, Zhu S. X, Liu D, Chang S. X, Chang J, Ge Y, Effects

of plant diversity on nutrient retention and enzyme activities in a full-scale

constructed wetland, Bioresour. Technol, 2010, 101, 1686-1692.

152. Zhu S. X, Ge Y, Cao H.Q, Liu D, Chang S. X, Zhang C.B, Chang S, Effects of plant

diversity on biomass production and substrate nitrogen in a subsurface vertical flow

constructed wetland, Ecol. Eng, 2010, 36, 1307–1313.

153. Liang M, Zhang C, Peng C. L, Lai Z. L, Chen L, Chen Z. H, Plant growth,

community structure, and nutrient removal in monoculture and mixed constructed

wetlands, Ecol. Eng, 2011, 37, 309-316.

154. Wang Q, Xie H. J, Ngo H. H, Guo W. S, Zhang J, Liu C, Liang S, Hu Z, Yang Z. C,

Zhao C. C, Microbial abundance and community in subsurface flow constructed

wetland microcosms: role of plant presence, Environ, Sci, Pollut, Res, 2015, 1.

155. Menon R, Jackson C. R, Holland M. M, (2013). “The Influence of Vegetation on

Microbial Enzyme Activity and Bacterial Community Structure in Freshwater

Constructed Wetland Sediments”. Wetlands, 2013, 33, 365, 2013.

https://catalyst.uw.edu/workspace/stensel/40730/289680

http://www.lrrd.org/lrrd26/4/cont2604.htm

http://www.lrrd.org/lrrd26/4/cont2604.htm

144

156. Liu J. G, Zhang W, Qu P, Wang M. X, Cadmium tolerance and accumulation in

fifteen wetland plant species from cadmium-polluted water in constructed wetlands,

Front, Environ, Sci, Eng, 2014, 1.

157. Huang J. C, Passeport E, Terry N, Development of a constructed wetland water

treatment system for selenium removal: use of mesocosms to evaluate design

parameters, Environ, Sci, Technol, 2012, 46, 12021.

158. Teuchies J. D. E, Meire J. M. P, Blust R, Bervoets L, Can acid volatile sulfides

(AVS) influence metal concentrations in the macrophyte Myriophyllum aquaticum,

Environ, Sci, Technol, 2012, 46, 9129, 2012.

159. Zhang J, Wu H. M, Hu Z, Liang S, Fan J. L, Examination of oxygen release from

plants in constructed wetlands in different stages of wetland plant life cycle,

Environ, Sci, Pollut, Res, 2014, 21, 9709.

160. Hong M. G, Son C. Y, Kim J. G, Effects of interspecific competition on the growth

and competitiveness of five emergent macrophytes in a constructed lentic wetland,

Paddy Water Environ, 2014, 12, 193.

161. Korboulewsky N, Wang R, Baldy V, Purification processes involved in sludge

treatment by a vertical flow wetland system: focus on the role of the substrate and

plants on N and P removal, Bioresour. Technol, 2012, 105, 9-14.

162. Zhang X, Inoue T, Kato K, Harada J, Izumoto H, Wu D, Sakuragi H, Ietsugu

H, Sugawara Y, Performance of hybrid subsurface constructed wetland system for

piggery wastewater treatment, Water Sci Technol, 2016, 73(1), 13-20.

163. Im J. H, Woo H. J, Choi M. W, Hi K. B, Kim C.W, Simultaneous organic and

nitrogen removal from municipal landfill leachate using an anerobic-aerobicsystem,

Water Res, 2001, 35, 2403-2410.

164. Hytiäinen K, Blyh K, Hasler B, Ahlvik L, Ahtiainen H, Artell J and Ericsdotter S,

Environmental economic research as a tool in the protection of the Baltic Sea –

Costs and benefits of reducing eutrophication, Nordic Council of Ministers, 2014.

165. Feyaerts T, Huybrechts D, Dijkmans R, Best available techniques (BAT) for animal

manure processing (2nd ed. ) (p.363), Flemish Institut e for Technolo gy

Development, (Translated from Dutch), 2002.

166. McGinley C. M, McGinley M. A, McGinley D. L, Odour basics understanding and

using odour testing, The 22nd Annual Hawaii Water Environment Association

Conference, Honolulu, HI, 2000.

https://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed/?term=Zhang%20X%5BAuthor%5D&cauthor=true&cauthor_uid=26744930

https://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed/?term=Inoue%20T%5BAuthor%5D&cauthor=true&cauthor_uid=26744930

https://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed/?term=Kato%20K%5BAuthor%5D&cauthor=true&cauthor_uid=26744930

https://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed/?term=Harada%20J%5BAuthor%5D&cauthor=true&cauthor_uid=26744930

https://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed/?term=Izumoto%20H%5BAuthor%5D&cauthor=true&cauthor_uid=26744930

https://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed/?term=Wu%20D%5BAuthor%5D&cauthor=true&cauthor_uid=26744930

https://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed/?term=Sakuragi%20H%5BAuthor%5D&cauthor=true&cauthor_uid=26744930

https://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed/?term=Ietsugu%20H%5BAuthor%5D&cauthor=true&cauthor_uid=26744930

https://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed/?term=Ietsugu%20H%5BAuthor%5D&cauthor=true&cauthor_uid=26744930

https://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed/?term=Sugawara%20Y%5BAuthor%5D&cauthor=true&cauthor_uid=26744930

https://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed/26744930

PHỤ LỤC 1

Một số hình ảnh thí nghiệm

1.Thí nghiệm chống chịu pH Rau muống

2. Thí nghiệm chống chịu COD Thủy trúc

3. Thí nghiệm theo mẻ Rau muống

ĐC

TN chống chịu COD 750

ĐC

TN chống chịu pH 7

4. Thí nghiệm bán liên tục Bèo tây

5. Thí nghiệm bán liên tục Bèo cái

6. Thí nghiệm bán liên tục Ngổ Trâu

7. Ảnh thực nghiệm ở quy mô pilot tại trại thực nghiệm Cổ Nhuế

8. Nước ra sau xử lý của mô hình hiện trường

công suất 30 m3/ngày đêm

9. Nước thải trước và sau xử lý của mô

hình hiện trường công suất 30 m3/ngày

đêm

10. San nền mô hình 11. Xây dựng hệ thống xử lý bằng CNST

12. Hệ thống tổng thể xử lý nước thải giầu N, P công suất 30 m3/ngày đêm

13. Ảnh mô hình sinh thái tại trang trại chăn nuôi lợn (Lương Sơn, Hòa Bình)

Documents

NGHIÊN CỨU ỨNG DỤNG THỰC VẬT THỦY SINH TRONG XỬ LÝ …gust.edu.vn/media/26/uftai-ve-tai-day26103.pdf · Tình hình nghiên cứu sử dụng TVTS trong xử lý nước