Open Access 
Abstract
The paper presented results of the comparative assessment of nutrient absorption capacity by plants, including reed grass (Phragmites australis L.) and vetiver (Vetiveria zizanioides L.). The constructed wetland models were designed with experiments (i) - Loading 1 (T1): reed grass (S1), vetiver (V1) + control (C1); (ii) - Loading 2 (T2): reed grass (S2), vetiver (V2) + control (C2); (iii) - Load 3 (T3): reed grass (S3), vetiver (V3) + control (C3). The study investigated the surface water quality parameters including nutrients such as TKN (Total Kieldalh Nitrogen), ammonium (NH4-N), nitrite (NO2-N), nitrate (NO3-N), total phosphorus (TP) and phosphate (PO43-). Results showed that there was significantly decreasing change related to pollutant concentration in the tanks. The studied results showed that the water treatment efficiency of Loading 1 (T1) possessed highly nutrient absorption capacities such as nitrogen and phosphorus. Comparing the nitrogen and phosphorus removal efficiency, there was no statistically significant difference between reed grass and vetiver in the same loading (P>0.05). In general, in the same loading levels, the plants’ nutrient removal efficiencies were often higher than the control experiments (P<0.05). The effluent findings illustrated some parameters of water quality that met to National Technical Regulation of surface water quality for agricultural irrigation purposes (QCVN 08-MT:2015/BTNMT). Therefore, the constructed wetland technology obtained highly effective characteristics and supplying the environmental friendly advantages.
MỞ ĐẦU
Với tổng diện tích tự nhiên 82,46 km 2 , dân số 361.640 người, thị xã Thuận An thuộc vùng kinh tế trọng điểm phía Nam. Đây là khu vực năng động dẫn đầu về phát triển kinh tế cả nước. Tuy nhiên mặt trái của sự tập trung các khu công nghiệp, dân cư đã thải ra môi trường lượng nước thải tiềm chứa mối nguy và đe dọa hệ sinh thái thủy vực. Để đảm bảo và bảo vệ con người cũng như sức khỏe môi trường đòi hỏi sự nghiêm ngặt về các tiêu chuẩn chất lượng nước tưới tiêu 1 , 2 . Mặt khác, khả năng tiêu thoát nước kênh rạch bị hạn chế, nguồn nước sử dụng cho nông nghiệp ngày càng cạn kiệt, không đáp ứng nhu cầu tưới tiêu cũng như hoạt động nuôi trồng thủy sản. Chất lượng nước mặt dễ bị tổn thương bởi các hoạt động công nghiệp, nông nghiệp hay các hoạt động sinh hoạt người dân 3 , 4 . Nhìn chung, ảnh hưởng của phú dưỡng và sự vận chuyển các chất dinh dưỡng trong nước có mối liên hệ với các hoạt động mà tác nhân do con người 5 . Sự ô nhiễm các dạng chất dinh dưỡng tác động xấu các hệ sinh thái và đe doạ đến các thủy vực 6 , 7 . Tiềm năng xử lý và tái sử dụng các nguồn nước nhiễm bẩn là rất cần thiết và đóng một vai trò quan trọng 8 . Trước tình hình đó, vấn đề đặt ra cần phải tìm ra công nghệ có chi phí phù hợp để xử lý nước mặt phục vụ canh tác nông nghiệp. Trong khi đó, công nghệ đất ngập nước kiến tạo (constructed wetlands) vốn có khả năng xử lý các loại nước thải như công nghiệp, đô thị, nước rỉ rác, nước thải chăn nuôi, nuôi trồng thủy sản 9 , 10 , 11 , 12 , 13 , 14 . Cỏ vetiver được nghiên cứu ứng dụng xử lý các dạng ô nhiễm môi trường nước khác nhau 15 , 16 , 17 , 18 , 19 , 20 . Tương tự, cỏ sậy là đối tượng sử dụng hiệu quả trong xử lý nước và bảo vệ môi trường 21 , 22 , 23 , 24 . Công nghệ đất ngập nước kiến tạo được biết đến như một giải pháp công nghệ xử lý nước thải hữu hiệu 25 . Hiện nay đã có nhiều nghiên cứu ứng dụng và xem xét khả năng tái sử dụng cho mục đích tưới tiêu trong nông nghiệp 26 , 27 .
Đây là công nghệ có nhiều ưu điểm như chi phí xây dựng, duy tu, bảo dưỡng thấp, phương pháp xử lý thân thiện với môi trường 28 . Mô hình đất ngập nước kiến tạo áp dụng quá trình xử lý dựa trên nguyên lý tương tác sinh thái giữa các cấu phần trong cùng một hệ sinh thái thủy vực 29 . Xuất phát từ đó, quá trình xử lý ô nhiễm bằng phương pháp thân thiện môi trường như mô hình đất ngập nước rất có ý nghĩa khoa học và thực tiễn. Nghiên cứu được thực hiện nhằm xem xét khả năng xử lý các chất ô nhiễm dinh dưỡng nguồn nước mặt bằng công nghệ đất ngập nước kiến tạo sử dụng hệ thực vật bằng cây cỏ sậy ( Phragmites australis L.) và vetiver ( Vetiveria zizanioides L.).
VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP
Đối tượng nghiên cứu
* Nguồn nước mặt: Nguồn nước sử dụng trong nghiên cứu là nguồn nước mặt kênh D thuộc thị xã Thuận An, Bình Dương. Kênh D nhận nước thải từ khu dân cư Areco, Khu công nghiệp Đồng An. Chất lượng nước kênh D bị ô nhiễm nặng bởi các chất dinh dưỡng và không đạt quy chuẩn sử dụng cho tưới tiêu nông nghiệp theo Quy chuẩn Kỹ thuật Quốc gia (QCVN), QCVN 08-MT:2015/BTNMT. Đặc điểm, tính chất, chất lượng nguồn nước trước xử lý trong các thí nghiệm được trình bày trong Table 1 .
| Thí nghiệm | Thông số chất lượng nước, (mg/L) | |||||
| P tổng | PO43- | TKN | N-NH4 | N-NO2 | N-NO3 | |
| T1 | 1,13±0,40 | 0,06±0,02 | 50,39±12,2 | 29,77±2,70 | 0,01±0,01 | 0,08±0,03 |
| T2 | 2,38±0,06 | 1,41±0,09 | 33,39±6,19 | 17,01±6,14 | 0,02±0,01 | 0,06±0,04 |
| T3 | 1,54±0,80 | 0,19±0,10 | 27,79±0,38 | 18,16±0,50 | 0,05±0,04 | 0,10±0,05 |
| QCVN 08-MT:2015 (B1) | KQĐ | 0,3 | KQĐ | 0,9 | 0,05 | 10 |
* Hệ thực vật: Dựa vào những kết quả của các nghiên cứu trước đây, loài sậy phổ biến ~ Phragmites australis L . 21 , 22 , 23 , 24 và cỏ vetiver ~ Vetiverria zizanioides L. 30 , 31 , 32 , 33 đã được chọn lựa cho nghiên cứu. Việc chọn lựa các loài cỏ ( Figure 1 ) nhằm tạo điều kiện so sánh với các kết quả nghiên cứu trên thế giới về hiệu quả xử lý nước của chúng.
Cỏ được nhân giống trong Vườn sưu tập thủy sinh vật của Trường Đại học Nông Lâm. Những cây sậy và vetiver trưởng thành có thân chắc khoẻ với đường kính khoảng từ 0,5 đến 1,0 cm được chọn lọc. Sau đó cắt bỏ hết lá, cắt thành từng đoạn có chiều dài từ 40 đến 50 cm và có từ 4 đến 5 mắt để hom giống. Hom giống được chuyển sang khu vực ươm và ươm cho đến khi thành cây đã phát rễ và lá mới. Các cây mới mới sau đó được chuyển vào trồng trong các bể thí nghiệm để tiếp tục phát triển. Mật độ của sậy và vetiver được trồng trong các bể thí nghiệm là 20 bụi/m 2 . Thí nghiệm được tiến hành sau khi chúng đã được trồng 05 tháng – với chiều cao từ 0,6 đến 0,8 m.
Thiết kế thí nghiệm
Nghiên cứu được bố trí theo thiết kế thí nghiệm yếu tố (factorial experiment). Hai yếu tố được nghiên cứu là tải trọng và loại cây. Theo đó, tải trọng gồm 3 mức (level): 500 mL/phút/m 2 (T1), 1000 mL/phút/m 2 (T2) và 1500 mL/phút/m 2 (T3); và loại cây gồm cỏ sậy, cỏ vetiver và không trồng cây (đối chứng). Các số mã hóa của các nghiệm thức thí nghiệm tương đương: (i)- Tải trọng 1 (T1) ứng với Sậy (S1), Vetiver (V1) + Đối chứng không trồng cây (C1). (ii)- Tải trọng 2 (T2) ứng với Sậy (S2), Vetiver (V2) + Đối chứng không trồng cây (C2). (iii)- Tải trọng 3 (T3) ứng với Sậy (S3), Vetiver (V3) + Đối chứng không trồng cây (C3).
Các nghiệm thức được bố trí theo phương pháp bố trí khối đầy đủ ngẫu nhiên (Randomized Complete Block Design) và mỗi nghiệm thức 3 lần lặp lại có đối chứng ( Table 2 ).
| Tải trọng | Sậy (S) | Vetiver (V) | Không cây (C) |
| T1 | S1 | V1 | C1 |
| T2 | S2 | V2 | C2 |
| T3 | S3 | V3 | C3 |
Bố trí hệ thống bể thí nghiệm : Nguồn nước được bơm lên bể chứa đặt trên cao 2,5 m, cách mặt bể thí nghiệm 1,5 m. Nước sẽ chảy xuống các bể thí nghiệm thông qua các bơm định lượng (MANOSTAT, USA) để thiết lập các tải trọng/thời gian lưu nước tương ứng với các thí nghiệm. Sơ đồ bố trí dòng chảy của thí nghiệm được trình bày trong Figure 2 .
Hệ thống bể thí nghiệm : Hệ thống thí nghiệm gồm có 3 bể plastic, mỗi bể có thể tích 1000 L (1x 1 x 1m). Một bể được đặt trên cao làm bể cấp nước. Nước được phân phối xuống 3 bể thí nghiệm có chứa các lớp vật liệu lọc theo thứ tự từ dưới lên: đá (4x6 cm) - dày 20 cm, đá (1x2 cm) - dày 20 cm, đá mi hạt lớn - dày 15 cm, cát hạt lớn - dày 15 cm. Độ rỗng của toàn khối vật liệu lọc là 40%. Dòng chảy qua bể thí nghiệm là dòng chảy thẳng đứng. Bể thí nghiệm gồm 1 trồng sậy, 1 trồng vetiver và 1 bể đối chứng có cùng cấu trúc giá thể lọc nhưng không được trồng cây. Các bể thí nghiệm được cấp nguồn nước thí nghiệm từ bể chứa đặt trên cao thông qua hệ thống hình xương cá đặt nằm trên mặt bể và được đục lỗ nhằm phân phối đều nước trên bề mặt các bể ( Figure 3 ).
Phương pháp thu mẫu và phân tích
Mẫu nước đầu vào được lấy tại đầu vào của bể thí nghiệm và các mẫu đầu ra (sau xử lý) được thu tại đầu ra của bể thí nghiệm. Các mẫu được tiến hành thu liên tục trong 10 tuần với tần suất thu mẫu 1 tuần/lần để đánh giá chất lượng và hiệu quả xử lý của hệ thống. Quá trình lấy mẫu và phân tích chất lượng nước được thực hiện theo các phương pháp chuẩn TCVN ( Table 3 ). Các mẫu nước được phân tích tại Trung tâm Công nghệ và Quản lý Môi trường và Tài nguyên, Trường Đại học Nông Lâm Tp. Hồ Chí Minh để xác định các thông số về chất lượng nước, bao gồm P tổng, PO 4 3- , TKN, NH 4 -N, NO 2 -N và NO 3 -N.
| TT | Chỉ tiêu | Phương pháp | Tiêu chuẩn |
| 1 | P tổng | So màu | TCVN 6202-1996 |
| 2 | PO43- | So màu | TCVN 6202-1996 |
| 3 | TKN | Chưng cất | TCVN 6638-2000 |
| 4 | NH4-N | Chưng cất | TCVN 5988-1995 |
| 5 | NO2-N | So màu | TCVN 6180-1996 |
| 6 | NO3-N | So màu | TCVN 6178-1996 |
Phương pháp xử lý số liệu
Số liệu nghiên cứu được phân tích và xử lý bằng phần mềm Excel và SPSS. Phân tích thống kê ANOVA và LSD được áp dụng để phân biệt sự khác biệt thống kê có ý nghĩa giữa các nghiệm thức ở P<0,05.
KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN
Hiệu quả xử lý mô hình dòng chảy thẳng đứng với tải trọng 500 mL/phút/m2 (T1)
Figure 4 cho thấy các hàm lượng trước và sau xử lý của TP và PO 4 3- trong thí nghiệm T1. Hàm lượng TP và PO 4 3- trước xử lý tương ứng là 1,13±0,39 và 0,06±0,02 mg/L. Sau xử lý, đã có sự suy giảm các hàm lượng này trong cả đối chứng và thí nghiệm. Hàm lượng TP và PO 4 3- ở lô đối chứng là 0,08±0,04 và 0,02±0,01 mg/L, trong nghiệm thức trồng sậy là 0,05±0,01 và 0,03±0,01 mg/L và trong nghiệm thức trồng vetiver là 0,05±0,01 mg/L và 0,03±0,005 mg/L. Hiệu quả xử lý TP và PO 4 3- tương ứng trong lô đối chứng là 93,4±1,8 và 61,6±29,2%, trong nghiệm thức trồng sậy là 95,4±1,5 và 54,4±8,5%, và trong nghiệm thức trồng vetiver là 95,0±0,7 và 50,1±11,5% ( Figure 5 ).
Sự biến đổi các hàm lượng của TKN, NH 4 -N, và (NO 2 -N+NO 3 -N) ở đầu vào và đầu ra của thí nghiệm với Tải trọng 1 được trình bày ở Figure 6 . Hàm lượng của TKN, NH 4 -N, và (NO 2 -N+NO 3 -N) ở đầu vào trong thí nghiệm Tải trọng 1 cho cả đối chứng, sậy và vetiver lần lượt là 50,4±12,2; 29,8±2,7 và 0,09±0,03 mg/L. Tại đầu ra ở lô đối chứng các giá trị của TKN, NH 4 -N, và (NO 2 -N+NO 3 -N) lần lượt là 19,4±2,9; 14,2±2,6 và 11,6±1,8 mg/L; trong đó NO 3 -N là 11,3±1,6 mg/L. Các giá trị tương tự lần lượt ở lô trồng sậy là 11,9±6,1; 9,2±6,2 và 10,7±1,5 mg/L; trong đó NO 3 -N là 10,5±1,5 mg/L; ở lô trồng vetiver là 15,0±6,0; 10,4±3,6 và 12,2±1,8 mg/L, trong đó NO 3 -N là 11,9±1,6 mg/L. Trái với sự suy giảm của hàm lượng TKN và NH 4 -N, hàm lượng của (NO 2 -N+NO 3 -N) đã gia tăng hơn 100 lần trong cả đối chứng và thí nghiệm. Điều này phản ảnh đã có sự chuyển hóa mạnh từ TKN sang NO 3 - trong hệ thống. Trong đó, quá trình nitrate hóa với sự tham gia của Nitrosomonas (biến đổi NH 4 + à NO 2 - ) và Nitrobacter (biến đổi NO 2 - à NO 3 - ) như là đại diện chính.
Figure 6 . Hàm lượng TKN, NH 4 -N và (NO 2 -N+NO 3 -N) trước và sau xử lý thí nghiệm T1.
Figure 7 cho thấy hiệu quả xử lý TKN và NH 4 -N của lô thí nghiệm trồng sậy và vetiver so với đối chứng. Hiệu quả xử lý TKN trong nghiệm thức trồng sậy có thể đạt đến 74±17 và 68±21% cho NH 4 -N, tương tự trong nghiệm thức trồng vetiver là 68±16 và 64±15%. Trong khi đó, các giá trị tương ứng trong lô đối chứng là 60±13 và 52±10%. Kết quả đã ghi nhận được sự biến động lớn trong hiệu quả xử lý NH 4 -N trong cả lô đối chứng và thí nghiệm.
Figure 7 . Hiệu quả xử lý (%) TKN và NH 4 -N trước và sau xử lý trong thí nghiệm T1.
Hiệu quả xử lý của Tải trọng 1 đạt khá cao đối với các muối dinh dưỡng nitrogen và phosphor, ở cả đối chứng và thí nghiệm; hiệu quả xử lý TKN và NH 4 -N đạt 70%, TP là 90% và PO 4 3- là 60%. Hiệu quả xử lý nitrogen và phosphor ở lô thí nghiệm có trồng cây có giá trị trung bình lớn hơn lô đối chứng không trồng cây ( Figure 7 ). Các kết quả xử lý này là có thể so sánh với các nghiên cứu khác về nitrogen và phosphor và đạt giá trị cao hơn 34 , 35 , 36 . Brix và Arias (2005) 35 đã tổng kết hiệu quả xử lý nước thải sinh hoạt cũng bằng hệ thống wetland có dòng chảy thẳng đứng trồng sậy tại Đan Mạch, theo đó, hiệu quả xử lý NH 4 -N là 78 %, TKN là 43 % và TP là 25%. Hiệu quả chuyển hóa cao được lý giải bởi đặc tính của mô hình dòng chảy đứng 28 . Chính điều này đã góp phần tạo điều kiện tốt để oxygen có thể khuếch tán vào toàn bộ hệ thống.
Hiệu quả xử lý của dòng chảy thẳng đứng với tải trọng 1000 mL/phút/m2 (T2)
Kết quả xử lý TP và PO 4 3- được thể hiện ở Figure 8 trong thí nghiệm 2. Hàm lượng TP và PO 4 3- trước xử lý tương ứng là 2,38±0,06 và 1,41±0,09 mg/L. Sau xử lý, đã có sự suy giảm các hàm lượng này trong cả đối chứng và thí nghiệm. Hàm lượng TP và PO 4 3- tương ứng ở lô đối chứng là 2,37±0,32 và 1,13±0,15 mg/L, trong nghiệm thức trồng sậy là 1,81±0,05 và 1,04±0,06 mg/L và trong nghiệm thức trồng vetiver là 1,76±0,10 và 1,07±0,06 mg/L.
Hiệu quả xử lý TP và PO 4 3- tương ứng trong lô đối chứng là 12,93±12,5 và 19,65±12,68%; trong nghiệm thức trồng sậy là 23,91±3,17 và 26,05±6,25% và nghiệm thức trồng vetiver là 25,91±3,67 và 23,69±5,98% ( Figure 9 ). So sánh nghiên cứu trước chỉ ra hiệu quả chuyển hóa sang nitrate là 60% đối với dòng chảy đứng 37 .
Figure 9 . Hiệu quả xử lý (%) TP, PO 4 3- trước và sau xử lý trong thí nghiệm T2.
Kết quả sự biến đổi các hàm lượng của TKN, NH 4 -N và (NO 2 -N+NO 3 -N) ở đầu vào và đầu ra của thí nghiệm với Tải trọng 2 được trình bày ở Figure 10 .
Figure 10 . Hàm lượng TKN, NH 4 -N và (NO 2 -N+NO 3 -N) trước và sau xử lý thí nghiệm T2.
Figure 11 . Hiệu quả xử lý (%) TKN và NH 4 -N trước và sau xử lý trong thí nghiệm T2.
Hàm lượng của TKN, NH 4 -N và (NO 2 -N+NO 3 -N) ở đầu vào trong thí nghiệm Tải trọng 2 cho cả đối chứng, sậy và vetiver lần lượt là 33,4±6,2; 17,0±6,1 và 0,08±0,05 mg/L. Tại đầu ra ở lô đối chứng các giá trị của TKN, NH 4 -N và (NO 2 -N+NO 3 -N) lần lượt là 19,3±6,2; 10,8±4,2 và 8,7±1,9 mg/L; trong đó NO 3 -N là 8,0±1,7 mg/L. Các giá trị tương tự lần lượt ở lô trồng sậy là 22,5±6,0; 11,7±5,1 và 10,0±0,6 mg/L; trong đó NO 3 -N là 9,4±0,5 mg/L; ở lô trồng vetiver là 18,9±5,4; 11,3±4,6 và 9,4±0,2 mg/L, trong đó NO 3 -N là 8,5±0,2 mg/L. Trái với sự suy giảm của hàm lượng TKN và NH 4 -N, hàm lượng của (NO 2 -N+NO 3 -N) đã gia tăng hơn 100 lần trong cả đối chứng và thí nghiệm. Kết quả trong các công trình xử lý bằng hệ thống dòng chảy đứng của Brix và Arias (2005) 35 , Prochaska và cộng sự (2007) 37 cũng đã nhận định tương tự, với hàm lượng đầu vào của NO 2 -N và NO 3 -N thấp nhưng có sự thay đổi hàm lượng đầu ra.
Figure 11 cho thấy hiệu quả xử lý TKN và NH 4 -N của lô thí nghiệm trồng sậy và vetiver so với lô đối chứng. Hiệu quả xử lý TKN trong nghiệm thức trồng sậy có thể đạt đến 33±9 và 32±5% cho NH 4 -N, tương tự trong nghiệm thức trồng vetiver là 44±8 và 34±3%. Trong khi đó, các giá trị tương ứng trong lô đối chứng là 43±8 và 37±5%. Từ đó, đã ghi nhận được sự biến động lớn trong hiệu quả xử lý NH 4 -N trong cả lô đối chứng và thí nghiệm.
Hiệu quả xử lý mô hình dòng chảy thẳng đứng với tải trọng 1500 mL/phút/m2 (T3)
Các hàm lượng của TP và PO 4 3- trước và sau xử lý của thí nghiệm với Tải trọng 3 được trình bày trong Figure 12 . Giá trị TP và PO 4 3- ở đầu vào của thí nghiệm hiện diện ở các hàm lượng rất thấp, lần lượt là 1,54±0,8 và 0,19±0,07 mg/L. Tại đầu ra, ở lô đối chứng hàm lượng của TP là 1,48±0,08mg/L và của PO 4 3- là 0,05±0,02 mg/L; đối chiếu với lô thí nghiệm trồng sậy là 1,21±0,48 và 0,07±0,02 mg/L; lô thí nghiệm trồng vetiver là 1,12±0,64 và 0,05±0,004 mg/L. Hiệu quả xử lý TP và PO 4 3- được trình bày trong Figure 13 . Tại lô đối chứng, hiệu quả xử lý của TP là 5,5±7,3% và của PO 4 3- là 74,8±5,6%. Trong khi đó hiệu quả xử lý trong lô thí nghiệm trồng sậy cho TP là 19,5±7,3% và cho PO 4 3- là 60,5±24,4%, tương tự hiệu quả xử lý trong lô thí nghiệm trồng vetiver cho TP và PO 4 3- tuần tự là 28,7±4,8 và 73,6±10,6%.
Figure 13 . Hiệu quả xử lý TP và PO 4 3- trước và sau xử lý trong thí nghiệm T3.
Kết quả xử lý TKN, NH 4 -N, (NO 2 -N+NO 3 -N) chỉ ra sự biến đổi các hàm lượng của chúng ở đầu vào và đầu ra của thí nghiệm với Tải trọng 3 ( Figure 14 ). Hàm lượng của TKN, NH 4 -N và (NO 2 -N+NO 3 -N) ở đầu vào trong thí nghiệm Tải trọng 3 cho cả đối chứng và nghiệm thức thí nghiệm lần lượt là 27,8±0,4; 18,2±0,5 và 0,56±0,36 mg/L. Tại đầu ra ở lô đối chứng các giá trị của TKN, NH 4 -N và (NO 2 -N+NO 3 -N) lần lượt là 14,4±0,9; 10,6±0,5 và 11,38±1,20 mg/L; trong đó NO 3 -N là 10,98±1,15 mg/L. Các giá trị tương tự lần lượt ở lô thí nghiệm trồng sậy là 10,3±0,4; 7,4±0,3 và 14,2±3,5 mg/L; trong đó NO 3 -N là 13,7±3,4 mg/L, ở lô trồng vetiver là 10,8±3,1; 8,1±2,0 và 11,15±1,97 ng/L; trong đó NO 3 -N là 10,84±1,84 mg/L. Trái với sự suy giảm của hàm lượng TKN và NH 4 -N, hàm lượng của (NO 2 -N+NO 3 -N) đã gia tăng hơn 20 lần trong cả đối chứng và thí nghiệm. Hệ thống wetland với dòng chảy đứng thích hợp cho quá trình nitrate hóa 37 nhờ vào chế độ thủy lực luôn sẵn sàng mang oxy hòa tan vào hệ thống 38 . Vì vậy, hàm lượng nitrite và nitrate ở đầu vào trước xử lý là không đáng kể nhưng đã tăng đáng kể. Điều này phản ảnh đã có sự chuyển hóa mạnh từ TKN sang nitrate.
Figure 14 . Hàm lượng TKN, NH 4 -N và (NO 2 -N+NO 3 -N) trước và sau xử lý thí nghiệm T3.
Figure 15 cho thấy hiệu quả xử lý TKN và NH 4 -N của lô thí nghiệm so với đối chứng. Hiệu quả xử lý TKN trong nghiệm thức trồng sậy có thể đạt đến 62,9±1,8% và 59,4±0,5% cho NH 4 -N, trong nghiệm thức trồng vetiver là 61,1±10,6% đối với TKN và 55,2±12,3% đối với NH 4 -N. Trong khi đó, các giá trị tương ứng trong lô đối chứng là 48,1±2,7 và 41,4±4,5%. Như vậy, kết quả ghi nhận được sự biến động lớn trong hiệu quả xử lý TKN và NH 4 -N trong cả lô đối chứng và thí nghiệm. Việc xử lý nitrogen và phosphor trong hệ thống wetland là có phần đóng góp của sự hấp thu của cây trồng 8 , 38 . Sự hiện diện của cây trồng đã làm gia tăng hiệu quả xử lý nitrogen và phosphor chủ yếu nhờ màng sinh học được hình thành ở quanh bộ rễ. Theo Vyzamal (2010), đất ngập nước kiến tạo là hệ thống nhân tạo được thiết kế và sử dụng các quá trình tự nhiên dưới tác dụng của thực vật, đất và là tập hợp các yếu tố tác động qua lại của vi sinh vật tham gia vào việc xử lý nước thải 39 . Vi sinh vật sống trong vật liệu lọc và sống bám vào hệ thống rễ của cây trồng phân huỷ các chất ô nhiễm phục vụ cho hoạt động sống của chúng và thực vật cũng đồng thời hấp thu một phần khác. Nhóm công trình cứu của Lee và Scholz (2007) 39 , Kantawanickul và cộng sự (2009) 40 trong nghiên cứu vai trò của cây đều đã nhận thấy số lượng vi sinh vật xử lý nitrogen trong nghiệm thức có trồng cây luôn cao hơn đối chứng không trồng cây, nhờ vậy đã dẫn đến hiệu quả xử lý nitrogen cao hơn. Wang và cộng sự (2011) cũng đã ghi nhận họat động phân hủy phosphor của vi sinh vật ở thí nghiệm có trồng cây luôn cao hơn đối chứng không trồng cây 41 .
Đánh giá sự phát triển cây trồng và so sánh hiệu quả xử lý giữa các tải trọng thủy lực trong thí nghiệm T1, T2, T3
Đánh giá sự phát triển của cây trồng trong mô hình đất ngập nước, nghiên cứu theo dõi chỉ tiêu sinh trưởng và được thể hiện ở Figure 16 , Figure 17 . Số lượng cành và chiều cao cây có sự thay đổi đáng kể. Đối với số lượng cành cỏ sậy và vetiver sau quá trình thí nghiệm đã thay đổi gia tăng từ 20 cành lên 104 đến 122 cành (vetiver) và 99 đến 108 cành (sậy). Tương tự, chiều cao theo dõi cũng cho thấy sự tăng trưởng rõ rệt ở cả 2 loại cây trồng trong mô hình đất ngập nước. Cụ thể, với chiều cao trung bình từ 60,5 đến 89,3 cm (trước thí nghiệm) đã thay đổi và đạt ngưỡng dao động từ 185,9 đến 223,5 cm (sau thí nghiệm). Ngoài ra, kết quả nghiên cứu còn cho thấy số lượng và chiều cao cây trồng ở Tải trọng 1 tốt hơn so với Tải trọng 2 và 3. Điều này phần nào lý giải cho khả năng hấp thu và xử lý các chất ô nhiễm đạt hiệu quả ở Tải trọng 1.
Theo thống kê ANOVA 2 yếu tố (yếu tố cây và yếu tố tải trọng) cho thấy yếu tố cây có ảnh hưởng lên hiệu quả xử lý TP và yếu tố tải trọng cũng có tác động rõ rệt đến hiệu quả xử lý TP ( Table 4 ). Tuy nhiên, hai yếu tố không có tác động tương tác với nhau đến hiệu quả xử lý TP (P>0,05). Khi so sánh hiệu quả xử lý TP cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa giữa 3 tải trọng và Tải trọng 1 có hiệu quả cao nhất (95%). Khi so sánh hiệu quả xử lý giữa có cây và không cây cho thấy nghiệm thức có trồng cây hiệu quả xử lý TP tốt hơn.
| Tải trọng | Bể | Trung bình | Thấp nhất | Cao nhất |
| T1 | C | 93,4±1,8m | 92,3 | 95,5 |
| S | 95,4±1,5m | 93,7 | 96,4 | |
| V | 95,0±0,7m | 94,6 | 95,8 | |
| T2 | C | 12,9±12,5hk | 1,6 | 26,4 |
| S | 23,9±3,2k | 22,0 | 27,6 | |
| V | 25,9±3,7k | 23,5 | 30,1 | |
| T3 | C | 5,5±7,4h | 0,9 | 14,0 |
| S | 19,5±7,3kl | 13,3 | 27,6 | |
| V | 28,7±4,7k | 23,5 | 32,7 |
Đối với chỉ tiêu TKN, theo thống kê ANOVA 2 yếu tố (yếu tố cây và yếu tố tải trọng) cho thấy yếu tố cây ảnh hưởng lên hiệu quả xử lý TKN (P<0,05). Mặt khác, tải trọng cũng có tác động rõ rệt đến hiệu quả xử lý TKN ( Table 5 ). Khi so sánh giữa các tải trọng với nhau cho thấy Tải trọng 1 có hiệu quả xử lý tốt nhất (74%), khi so sánh giữa đối chứng và trồng cây cho thấy hiệu quả xử lý trong lô thí nghiệm có trồng cây cao hơn.
| Tải trọng | Bể | Trung bình | Thấp nhất | Cao nhất |
| T1 | C | 50,44±3,37op | 46,63 | 53,04 |
| S | 74,23±13,12q | 62,94 | 88,63 | |
| V | 72,73±8,20q | 63,99 | 80,26 | |
| T2 | C | 43,21±7,61no | 34,42 | 47,72 |
| S | 33,10±9,35n | 24,74 | 43,21 | |
| V | 43,92±8,36no | 37,54 | 53,39 | |
| T3 | C | 48,10±2,68p | 45,14 | 50,38 |
| S | 62,92±1,78pq | 61,88 | 64,98 | |
| V | 65,81±2,85q | 63,18 | 68,84 |
Đối với chỉ tiêu NH 4 -N, theo thống kê ANOVA 2 yếu tố (yếu tố cây và yếu tố tải trọng) cho thấy nhân tố cây ảnh hưởng lên hiệu quả xử lý NH 4 -N (P<0,05). Mặt khác, tải trọng cũng có tác động rõ rệt đến hiệu quả xử lý NH 4 -N ( Table 6 ). Khi so sánh giữa các tải trọng với nhau cho thấy Tải trọng 1 có hiệu quả xử lý tốt nhất (72%), khi so sánh giữa đối chứng và trồng cây cho thấy hiệu quả xử lý trong lô thí nghiệm có trồng cây cao hơn ( Table 4 ).
| Tải trọng | Bể | Trung bình | Thấp nhất | Cao nhất |
| T1 | C | 52,01±9,83st | 43,35 | 62,70 |
| S | 72,78±15,96y | 62,77 | 91,20 | |
| V | 67,68±11,15y | 60,61 | 80,55 | |
| T2 | C | 36,89±5,20r | 32,62 | 42,69 |
| S | 32,17±4,97r | 26,58 | 36,10 | |
| V | 34,08±2,63r | 31,06 | 35,82 | |
| T3 | C | 41,43±4,46rs | 38,36 | 46,56 |
| S | 59,37±0,54ty | 58,99 | 60,00 | |
| V | 58,95±5,85ty | 52,21 | 62,77 |
Khi so sánh hiệu quả xử lý nitrogen và phosphor đã nhận thấy không khác biệt có ý nghĩa thống kê giữa cỏ sậy và cỏ vetiver trong cùng tải trọng (P>0,05). Lý do giải thích cho sự kiện này có thể bởi giai đoạn tăng trưởng (tuổi) của cây. Trong nghiên cứu này, tuổi của cây khi bắt đầu thực hiện nghiên cứu là 5 tháng tuổi (tính từ ngày trồng hom giống). Với tuổi cây này, chúng chưa đủ lớn để thiết lập một bộ rễ để tạo ra sự khác biệt đại diện cho loài (sậy và vetiver) và dẫn đến những khả năng hấp thu khác biệt. Wang và cộng sự (2011) đã xác định được tác động thúc đẩy hấp thu dinh dưỡng của cây ở giai đoạn tăng trưởng nhanh là không rõ và hoạt động vi sinh ở bộ rễ thường có biến động lớn hơn cây ở giai đoạn phát hoa 41 . Chính sự biến động này có thể đã dẫn đến sự không khác biệt có ý nghĩa thống kê về hiệu quả xử lý nitrogen và phosphor giữa hai loài cây được dùng trong nghiện cứu này.
Như vậy, nhìn chung trong cùng tải trọng, hiệu quả xử lý TKN và NH 4 -N của nghiệm thức trồng cây thường cao hơn đối chứng không trồng cây (P<0,05). Tuy nhiên, đã nhận thấy không có sự khác biệt ý nghĩa về mặt thống kê giữa cỏ sậy và cỏ vetiver trong cùng tải trọng (P>0,05). Khi tải trọng gia tăng, như được mong đợi, hiệu quả xử lý đã suy giảm rõ rệt. Hiệu quả xử lý các chất gây ô nhiễm ở Tải trọng 1 luôn cao hơn các Tải trọng 2 và 3.
KẾT LUẬN
Nghiên cứu đã khảo sát và đánh giá khả năng hấp thu các chất dinh dưỡng (N, P) trong nguồn nước mặt bị ô nhiễm. Thí nghiệm được thiết kế thử nghiệm theo các yếu tố tải trọng và loại cây. Với các mức tải trọng 500 mL/phút/m 2 (T1), 1000 mL/phút/m 2 (T2) và 1500 mL/phút/m 2 (T3). Kết quả chỉ ra rằng Tải trọng 1 trong nghiên cứu đã cho kết quả xử lý cao nhất. Điều này giải thích mô hình đất ngập nước kiểu dòng chảy thẳng đứng được sử dụng trong nghiên cứu với loại cây cỏ sậy và vetiver đạt hiệu quả. Kết quả so sánh giữa hai loài cây sậy và vetiver cho thấy hiệu quả xử lý giữa chúng là tương đương, không loài nào chiếm ưu thế hơn. Việc xử lý nitrogen và phosphor có sự đóng góp rõ rệt của thực vật thủy sinh trong hệ thống và tuổi của cây trồng trong hệ. Kết quả nghiên cứu cho thấy sự phù hợp với một số chỉ tiêu chất lượng nước đầu ra theo quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về chất lượng nước mặt sử dụng cho mục đích tưới tiêu nông nghiệp (QCVN 08-MT:2015/BTNMT, Cột B1).
DANH MỤC TỪ VIẾT TẮT
ANOVA : Phân tích phương sai
C1 : Đối chứng 1
C2 : Đối chứng 2
C2 : Đối chứng 3
KQĐ: Không quy định
LSD : Bình phương tối thiểu
QCVN: Quy chuẩn Việt Nam
S1 : Sậy 1
S2 : Sậy 2
S3 : Sậy 3
TKN : Total Kieldalh Nitrogen
T1 : Tải trọng 1
T2 : Tải trọng 2
T3 : Tải trọng 3
V1 : Vetiver 1
V2 : Vetiver 2
V3 : Vetiver 3
TUYÊN BỐ ĐÓNG GÓP
Các tác giả trong bài viết có sự đóng góp như nhau về việc hình thành ý tưởng, thiết kế nghiên cứu, tiến hành lấy mẫu phân tích và biên tập bản thảo.
TUYÊN BỐ XUNG ĐỘT
Các tác giả cam kết không có bất kỳ sự xung đột lợi ích nào.
References
- Maimon A., Tal A., E. Friedler, Gross A.. Safe on-site reuse of greywater for irrigation-a critical review of current guidelines. Environ. Sci. Technol.. 2010;44:3220. Google Scholar
- Travis M.J., Wiel-Shafran A., Weisbrod N., Adar E., Gross A.. Greywater reuse for irrigation: effect on soil properties. Sci. Total. Environ. ;2010(408):2501-2508. Google Scholar
- Carpenter S.R., Caraco N.F., Correll D.L., Howarth R.W., Sharpley A.N., Smith V.H.. Nonpoint pollution of surface waters with phosphorus and nitrogen. The Ecological Society of America. 1998;8(3):559-568. Google Scholar
- Jarvie H.P., Whitton B.A., Neal C.. Nitrogen and phosphorus in east coast British rivers: Speciation, sources and biological significance. Science of The Total Environment. 1998;:210-211-79–109. Google Scholar
- Xinyu L., Hontao C., Xueyan J., Zhigang Y., Qingzhen Y.. Impacts of human activities on nutrient transport in the Yellow River: The role of the Water-Sediment Regulation Scheme. Science of The Total Environment. 2017;592:161-170. Google Scholar
- Guy W., Mark O.G., Paul S.G., Vladislav G., Sally H.. Continental-scale effects of nutrient pollution on stream ecosystem functioning. Science. 2012;336(6087):1438-1440. Google Scholar
- Manuel J.. Nutrient pollution: a persistent threat to waterways. Environmental health perspectives. 2014;122(11):A304-A309. Google Scholar
- Eriksson E., Auffarth K., Henze M., Ledin A.. Characteristics of grey wastewater. Urban Water. 2002;4(1):85-104. Google Scholar
- Dallas S., Scheffe B., Ho G.. Reedbeds for greywater treatment-case study in Santa Elena-Monteverde, Costa Rica, Central America. Ecol. Eng. 2004;23:55-61. Google Scholar
- Vymazal J.. The use of constructed wetlands with horizontal sub-surface flow for various types of wastewater. Ecological Engineering. 2009;35:1-17. Google Scholar
- Katarzyna S., Magdalena H.G.. The use of constructed wetlands for the treatment of industrial wastewater. Journal of Water and Land Development. 2017;34:233-240. Google Scholar
- Việt L.H., Ly L.T.C., Ngọc C.T.K., Ngân N.V.C.. Sử dụng đất ngập nước xử lí nước thải sinh hoạt và tạo cảnh quan. Tạp chí khoa học Trường Đại học Sư phạm TP. Hồ Chí Minh. 2017;14(3):162-175. Google Scholar
- Kiều L.D., Đạt N.M., Lộc N.X., Nguyên P.Q., Công N.V., Trang N.T.D.. Khả năng xử lý nước thải ao nuôi thâm canh cá tra (Pangasianodon hypophthamus) của hệ thống đất ngập nước kiến tạo dòng chảy mặt liên tục kết hợp với cỏ mồm mở (Hymenachne acutigluma). Tạp chí Nông nghiệp và Phát triển nông thôn. 2018;5:103-110. Google Scholar
- Hoà P.N.. Nghiên cứu ứng dụng công nghệ đất ngập nước kiến tạo sử dụng nhóm thực vật Green Roof cho mục đích tái sinh nước thải sinh hoạt. Tạp chí Khoa học và Công nghệ Đại học Đà Nẵng. 2018;5(126):53-57. Google Scholar
- Roongtanakiat N., Chairoj P.. Uptake potential of some heavy metals by vetiver grass. kasersart J. (Nat. Sci.). 2001;35:46-50. Google Scholar
- Lu X., Kruatrachue M., Pokethitiyook P., Homyok K.. Removal of Cadmium and Zinc by Water Hyacinth, Eichhornia crassipes. ScienceAsia. 2004;30:93-103. Google Scholar
- Dudai N., Putievsky E., Chaimovitch D., Ben-Hur M.. Growth management of vetiver (Vetiveria zizanioides) under Mediterranean conditions. Journal of Environmental Management. 2006;81:63-71. Google Scholar
- Truong P.N., Foong Y.K., Guthrie M., Hung Y.T.. Phytoremediation of heavy metal contaminated soils and water using vetiver grass. Environ. Bioengineering. 2010;11:233-275. Google Scholar
- Datta R., Das P., Smith S., Punamiya P., Ramanthan D.M., Reddy R., Sarkar D.. Phytoremediation potential of vetiver grass (Vetiveria zizanioides (L)) for tetracycline. Int J Phytoremediat. 2013;15:343-351. Google Scholar
- Seroja R., Effendi H., Hariyadi S.. Tofu wastewater treatment using vetiver grass (Vetiveria zizanioides) and zeliac. Appl Water Sci. 2018;8:2. Google Scholar
- Havens K.J., Berquist H., Priest W.I.. Common reed grass, Phragmites australis, expansion into constructed wetlands: Are we mortgaging our wetland future?. Estuaries. 2003;26:417. Google Scholar
- Abou-Elela S.I., Hellal M.S.. Municipal wastewater treatment using vertical flow constructed wetlands planted with Canna, Phragmites and Cyprus. Ecol. Eng. 2012;47:209-213. Google Scholar
- Mirco M., Attilio T.. Evapotranspiration from pilot-scale constructed wetlands planted with Phragmites australis in a Mediterranean environment. Journal of Environmental Science and Health. 2013;48(5):568-580. Google Scholar
- Aboubacar S., Mohamed R., Jamal A., Omar A/, Samira E.. Exploitation of Phragmites australis (Reeds) in filter basins for the treatment of wastewater. Journal of Environmental Science and Technology. 2018;11:56-67. Google Scholar
- ElZein Z., Abdou A., AbdEl G.. Constructed Wetlands as a Sustainable Wastewater Treatment Method in Communities. Procedia Environmental Sciences. v;34:605-617. PubMed Google Scholar
- Farid M., Irshad M., Fawad M., Ali Z., Eneji A.E., Aurangzeb N., Mohammad A., Ali B.. Effect of cyclic phytoremediation with different wetland plants on municipal wastewater. Int. J. Phytoremediation. 2014;16(6):572-581. Google Scholar
- Zeshan A., Ashiq M., Yousaf R., Umar M.Q., Riffat N.M.. Treatment efficiency of a hybrid constructed wetland system for municipal wastewater and its suitability for crop irrigation. International Journal of Phytoremediation. 2018;20(11):1152-1161. Google Scholar
- He Q., Mankin K.. Performance variation of COD and removal of nitrogen removal by vegetated submerged bed wetlands. Journal American Water Resource Association. 2002;38:1679-1689. Google Scholar
- Vymazal J.. Constructed wetlands for wastewater treatment. Water. 2010;2:530-549. Google Scholar
- Danh L.T., Truong P., Mammucari R., Tran T., Foste N.. Vetiver grass, Vetiveria zizanioides: a choice plant for phytoremediation of heavy metals and organic waster. Int J Phytoremediat. 2009;11:664-691. Google Scholar
- Indrayatie E.R., Utomo W.H., Handayanto E., Anderson C.W.N.. The use of vetiver (Vetiveria zizanioides L.) for then remediation of wastewater discharged from tapioca factories. J Environ Waste Manag. 2013;12(1):1-16. Google Scholar
- Effendi H., Delis P.C., Krisanti M., Hariyadi S.. The performance of nile tilapia (Oreochromis niloticus) and vetiver grass (Vetiveria zizanioides) concurrently cultivated in aquaponic system. Adv Environ Biol. 2015;9(24):382-388. Google Scholar
- Badejo A.A., Omole D.O., Ndambuki Municipal wastewater management using Vetiveria zizanioides planted in vertical flow constructed wetland. J.M. Appl Water Sci. 2018;8:110. Google Scholar
- Vymazal J.. The use of subsurface constructed wetlands for wastewater in Czech Republic: 10 years experience. Ecological Engineering. 2002;18:633-646. Google Scholar
- Brix H., Arias A.C.. The use of vertical flow constructed welands for on-site treatment of domestic wastewater: New Danish guidelines. Ecological Engineering. 2005;25:491-500. Google Scholar
- Zurita F.D.A.. Treatment of domestic wastwater and production of commercial flower. Ecological Engineering. 2009;35(5):861-869. Google Scholar
- Prochaska C.A., Zouboulis A.I., Eskridge K.M.. Performance of pilot-scale vertical-flow constructed wetlands, as affected by season, substrate, hydraulic load and frequency of application of simulated urban sewage. Ecological Engineering. 2007;31:57-66. Google Scholar
- Kadlec R.H., Wallace S.D.. Treatment Wetlands. Boca Raton, FL: CRC Press/Lewis Pucblishers. 2009;:. Google Scholar
- Lee B., Scholz M.. What is the role of Phragmites australis in experimental constructed wetland filters treating urban run-off?. Ecologiacal Engineering. 2007;29:87-95. Google Scholar
- Kantawanickul S., Kladprasert S., Brix H.. Treatment of high-strenght wastewater in tropical vertical flow constructed wetlands planted with Typha angustifolia and Cyperus involucratus. Ecological Engineering. 2009;35:238-247. Google Scholar
- Wang R., Baldy V., Perissol C., Korboulewsky N.. Influence of plants on microbial activity in a vertical dowflow wetland system treating waste activated sludge with high organic matter concentrations. Journal of environmental Management. 2012;95:S158-S164. Google Scholar
