Từ khóa: Nước ngầm, sắt, mangan, làm thoáng, lọc trọng lực, than hoạt tính, xử lý nước sinh hoạt.
Ngày nhận bài: 18/5/2026; Ngày sửa chữa: 17/6/2026; Ngày duyệt đăng: 26/6/2026.
Effects of Filter Column Height on Iron and Manganese Removal Efficiency from Groundwater at Household Scale
ABSTRACT
This study evaluated the efficiency of iron (Fe) and manganese (Mn) removal from groundwater using a household-scale integrated aeration–sedimentation–gravity filtration system. The raw groundwater had a pH of 6.83, with Fe and Mn concentrations of 8.09 mg/L and 4.47 mg/L, respectively. Three filter media depths were tested: NT1 (0.4 m), NT2 (0.6 m), and NT3 (0.8 m), using quartz sand, activated carbon, and gravel as filter materials. Results showed that the aeration process increased pH from 6.83 to 7.05 and reduced Fe and Mn concentrations by 11.73% and 10.36%, respectively. After filtration, pH remained stable within the range of 7.07–7.11. Iron removal efficiencies were 23.67%, 95.52%, and 97.05% for NT1, NT2, and NT3, respectively, while manganese removal efficiencies were 26.54%, 79.85%, and 98.03%. The treated water from NT2 and NT3 met the requirements of QCVN 01-1:2024/BYT for iron, whereas manganese met the standard only in NT3, with a residual concentration of 0.08 mg/L. The results indicate that the 0.8 m filter media depth provided the highest treatment performance for Fe and Mn contaminated groundwater. In addition, the system is characterized by low cost, readily available materials, simple operation, and suitability for rural household applications.
Keywords: Groundwater treatment, iron removal, manganese removal, aeration, gravity filtration, activated carbon, household water supply.
JEL Classifications: 52,53,54, 56, 57.
1. GIỚI THIỆU
Tại Đồng bằng sông Cửu Long (ĐBSCL), nước ngầm cung cấp khoảng 60% nhu cầu nước sinh hoạt cho khu vực nông thôn và ven đô (Trần và ctv., 2021). Tuy nhiên, nhiều nguồn nước ngầm đang bị ô nhiễm sắt (Fe) và mangan (Mn) vượt ngưỡng cho phép (Saha, 2020; Nguyễn Văn A, 2023), gây ảnh hưởng đến chất lượng nước và sức khỏe con người. Hàm lượng Mn cao có thể gây tổn thương thần kinh và làm tăng nguy cơ các triệu chứng tương tự Parkinson (Bouchard et al., 2011), trong khi Fe dư thừa có thể thúc đẩy quá trình tạo gốc tự do gây tổn thương gan và hệ tiêu hóa (Kumar et al., 2019).
Đối với các hệ thống xử lý quy mô hộ gia đình, công nghệ làm thoáng kết hợp lọc trọng lực được xem là giải pháp đơn giản và phù hợp (Phạm và Lê, 2022). Quá trình làm thoáng cung cấp oxy để oxy hóa Fe²⁺ và Mn²⁺ thành các dạng kết tủa không tan, sau đó được loại bỏ qua lớp vật liệu lọc (Sharma et al., 2005). Nhiều nghiên cứu cho thấy hiệu quả xử lý Fe thường cao hơn Mn do Mn²⁺ khó oxy hóa ở pH trung tính (Schenone et al., 2015; Mandalnis et al., 2019; Kim et al., 2017). Bên cạnh đó, chiều cao lớp vật liệu lọc là yếu tố quan trọng ảnh hưởng đến thời gian tiếp xúc và hiệu quả xử lý (AWWA, 2015; Katsoyiannis et al., 2008). Tuy nhiên, các nghiên cứu về hệ thống lọc trọng lực quy mô hộ gia đình tại ĐBSCL còn hạn chế. Do đó, nghiên cứu này được thực hiện nhằm đánh giá ảnh hưởng của chiều cao lớp vật liệu lọc đến khả năng xử lý sắt và mangan trong nước ngầm, làm cơ sở cho thiết kế và vận hành hệ thống xử lý quy mô nhỏ.
2. VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP
Đối tượng và thời gian nghiên cứu
Đối tượng nghiên cứu là nguồn nước ngầm nhiễm sắt (Fe) và mangan (Mn) tại xã An Phú, tỉnh An Giang. Nghiên cứu được thực hiện 05 tháng tại Phòng Thí nghiệm Khoa Kỹ thuật Công nghệ Môi trường, Trường Đại học An Giang.
Mô hình và quy trình xử lý: Nghiên cứu sử dụng quy trình công nghệ tích hợp gồm các công đoạn: làm thoáng – lắng – lọc trọng lực để xử lý nước ngầm nhiễm Fe và Mn (Hình 5, Hình 6 và Hình 7). Nước ngầm nguyên khai (Hình 4) được bơm lên giàn mưa nhằm tăng hàm lượng oxy hòa tan, loại bỏ CO₂ và nâng pH của nước. Quá trình này tạo điều kiện thuận lợi cho sự oxy hóa Fe²⁺ và Mn²⁺ thành các dạng kết tủa không tan. Nước sau làm thoáng được dẫn sang bể lắng để loại bỏ một phần các bông cặn Fe(OH)₃ và MnO₂ hình thành trong quá trình oxy hóa. Tiếp theo, nước tự chảy qua cột lọc trọng lực chứa các lớp vật liệu lọc nhằm giữ lại cặn lơ lửng và các chất ô nhiễm còn lại.
Vật liệu lọc: Cột lọc được bố trí gồm ba loại vật liệu: (1) Sỏi đỡ (Hình 1) có nguồn gốc tự nhiên, kích thước hạt khoảng 5–20 mm, đóng vai trò nâng đỡ các lớp vật liệu phía trên và phân phối đều dòng nước trong cột lọc. (2) Cát thạch anh (Hình 2) kích thước hạt khoảng 0,3–1,0 mm, có chức năng giữ lại các hạt cặn lơ lửng và làm giảm độ đục của nước. (3) Than hoạt tính dạng hạt (Hình 3) được sản xuất từ than đá, có diện tích bề mặt riêng lớn (khoảng 500–1500 m²/g), không những có khả năng hấp phụ các các hợp chất hữu cơ hòa tan, chất gây màu, mùi và một số chất ô nhiễm kim loại trong nước.
Thông số thiết kế hệ thống: Hệ thống được vận hành với lưu lượng thiết kế Q = 16 L/h (tương đương 400 L/ngày đêm).
Giàn mưa
• Tổng diện tích tiếp xúc: F = 1 m².
• Số ngăn: N = 4.
• Diện tích mỗi ngăn: f = 0,25 m².
• Kích thước mỗi ngăn: 0,5 m × 0,5 m.
• Cường độ mưa thiết kế: qm = 0,5 m/h.
Cột lọc
• Đường kính cột: D = 0,09 m.
• Diện tích tiết diện cột: 6,36x10-3 m2.
• Vận tốc lọc là 2,52m/h.
• Thể tích lớp vật liệu lọc (Vvl): Vvl= A*h
• Chọn chiều cao cột lọc H1=0,8 m; H2=1m; H3=1,2 m. Chiều cao vật liệu tương ứng là h1=0,4 m; h2=0,6 m; h3= 0,8 m.
• Thời gian lưu nước hiệu dụng (EBCT) EBCT=(Vvl*E)/Q. Trong đó: E là độ rỗng đặc trưng của lớp vật liệu. (Vvl): thể tích lớp vật liệu lọc (m³); Q: lưu lượng nước qua cột lọc m3/h.
Bố trí thí nghiệm: Để đánh giá ảnh hưởng của chiều cao lớp vật liệu lọc đến hiệu quả xử lý Fe và Mn, thí nghiệm được bố trí theo 3 nghiệm thức: NT1 (0,4 m): 0,2 m sỏi đỡ + 0,1 m cát thạch anh + 0,1 m than hoạt tính; NT2 (0,6 m): 0,2 m sỏi đỡ + 0,2 m cát thạch anh + 0,2 m than hoạt tính. NT3 (0,8 m): 0,2 m sỏi đỡ + 0,3 m cát thạch anh + 0,3 m than hoạt tính. Mỗi nghiệm thức được lặp lại 3 lần và vận hành theo chế độ lọc trọng lực.
Thu mẫu và phân tích: Ở mỗi lần thí nghiệm, mẫu nước được thu tại 03 vị trí: Nước đầu vào (nước ngầm nguyên khai): 500 mL. Nước đầu ra sau giàn mưa và sau hệ thống xử lý: 500 mL. Các mẫu được bảo quản ở nhiệt độ 4°C cho đến khi phân tích. Với 3 nghiệm thức và 3 vị trí lấy mẫu, mỗi nghiệm thức được lặp lại 3 lần, tổng số mẫu phân tích là: 27 mẫu. Các chỉ tiêu phân tích gồm pH, sắt tổng và mangan tổng. Giá trị pH được xác định bằng máy đo pH; hàm lượng Fe tổng được xác định bằng phương pháp Phenanthroline và Mn tổng bằng phương pháp Persulfate trên máy quang phổ UV-Vis.
Đánh giá hiệu quả xử lý: Hiệu quả xử lý được đánh giá thông qua hiệu suất loại bỏ Fe và Mn giữa nước đầu vào và đầu ra, đồng thời so sánh với quy chuẩn chất lượng nước sinh hoạt theo QCVN 01-1:2024/BYT. Số liệu được xử lý bằng phân tích phương sai (ANOVA) và kiểm định Duncan nhằm xác định sự khác biệt có ý nghĩa thống kê giữa các nghiệm thức và lựa chọn chiều cao lớp vật liệu lọc tối ưu.
3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN
Kết quả phân tích cho thấy nước ngầm đầu vào có pH 6,83, phù hợp cho quá trình xử lý, nhưng hàm lượng sắt tổng (8,09 mg/L) và mangan (4,47 mg/L) vượt nhiều lần giới hạn cho phép đối với nước sinh hoạt (Bảng 1). Sau khi qua giàn mưa, pH tăng lên 7,05 do quá trình làm thoáng làm tăng oxy hòa tan và giải phóng CO₂ khỏi nước. Đồng thời, Fe²⁺ và Mn²⁺ được oxy hóa thành các dạng kết tủa không tan như Fe(OH)₃ và MnO₂, tạo điều kiện thuận lợi cho quá trình lắng và loại bỏ ở các công đoạn xử lý tiếp theo.
4Fe2+ + 8HCO3- + O2 + H2O 4Fe(OH)3 + 8CO2
2Mn(HCO3)2 + O2 + 6H2O → 2Mn(OH)4 + 4H+ + 4HCO3-
Quá trình làm thoáng đã thúc đẩy sự oxy hóa Fe²⁺ và Mn²⁺ thành các dạng kết tủa không tan, tạo thành các hạt keo lơ lửng trong nước và được loại bỏ một phần thông qua công đoạn lắng. Nhờ đó, hàm lượng sắt và mangan giảm lần lượt 11,73% và 10,36% so với nước đầu vào. Sau khi qua các cột lọc, giá trị pH của nước duy trì ổn định trong khoảng 7,07–7,11, nằm trong giới hạn cho phép của QCVN 01-1:2024/BYT. Kết quả kiểm định Duncan ở mức ý nghĩa 5% cho thấy không có sự khác biệt có ý nghĩa thống kê về pH giữa các nghiệm thức (Bảng 2). Điều này chứng tỏ sự thay đổi chiều cao lớp vật liệu lọc không ảnh hưởng đáng kể đến pH nước sau xử lý, đồng thời cho thấy quá trình lọc chủ yếu tác động đến việc loại bỏ các chất ô nhiễm dạng hạt và kim loại kết tủa hơn là làm thay đổi đặc tính axit–bazơ của nguồn nước.
Bảng 1: Giá trị pH, sắt tổng, Mangan mẫu nước đầu vào và sau khi qua giàn mưa
Bảng 2: Giá trị trung bình của Fe tổng và Mn còn lại sau khi qua cột lọc
Ghi chú: Các chữ cái giống nhau, không khác biệt ý nghĩa.
Kết quả cho thấy hàm lượng sắt tổng sau giàn mưa là 7,14 mg/L. Sau khi nước đi qua các cột lọc, nồng độ sắt giảm đáng kể và có xu hướng giảm theo chiều cao lớp vật liệu lọc. Cụ thể, hàm lượng Fe tổng ở NT1, NT2 và NT3 lần lượt là 5,45 mg/L; 0,32 mg/L và 0,21 mg/L, tương ứng với hiệu suất xử lý đạt 23,67%; 95,52% và 97,05% (Hình 9).
Phân tích thống kê cho thấy hàm lượng Fe sau xử lý ở các nghiệm thức khác biệt rất có ý nghĩa so với mẫu sau giàn mưa. Tuy nhiên, sự khác biệt giữa NT2 và NT3 không có ý nghĩa thống kê ở mức tin cậy 95%. Điều này cho thấy lớp vật liệu lọc có chiều dày 0,6 m (NT2) đã đạt hiệu quả loại bỏ sắt tương đương lớp vật liệu dày 0,8 m (NT3). Mặc dù NT3 có hiệu suất cao hơn NT2, mức chênh lệch chỉ 1,53%, không đáng kể về mặt thực tiễn. Do đó, chiều dày vật liệu lọc từ 0,6–0,8 m được xem là phù hợp cho thiết kế hệ thống xử lý nhằm đảm bảo hiệu quả và tiết kiệm chi phí vật liệu.
Hiệu quả xử lý sắt cao có thể được giải thích bởi giá trị pH của nước sau làm thoáng và lọc duy trì ở mức ≥ 6,8, tạo điều kiện thuận lợi cho quá trình oxy hóa Fe²⁺ thành Fe³⁺ và hình thành các kết tủa Fe(OH)₃. Các hạt keo này dễ dàng được giữ lại trong lớp vật liệu lọc, làm giảm đáng kể hàm lượng sắt trong nước. Đối chiếu với QCVN 01-1:2024/BYT , nước sau xử lý tại NT1 chưa đạt yêu cầu do hàm lượng Fe còn 5,45 mg/L (> 0,5 mg/L). Trong khi đó, NT2 và NT3 đều đạt quy chuẩn với hàm lượng Fe nhỏ hơn 0,5 mg/L. Kết quả nghiên cứu cho thấy hiệu suất xử lý sắt tăng theo chiều dày lớp vật liệu lọc. Xu hướng này phù hợp với nhận định của Sharma và cộng sự (2005), cho rằng quá trình loại bỏ sắt trong nước ngầm bằng làm thoáng kết hợp lọc phụ thuộc vào khả năng oxy hóa Fe²⁺ và giữ lại các kết tủa Fe(OH)₃ trên lớp vật liệu lọc. Khi chiều dày lớp lọc tăng, thời gian tiếp xúc giữa nước và vật liệu lớn hơn, làm tăng hiệu quả xử lý sắt. Ngoài ra, Sim và cộng sự (2001) cho thấy quá trình oxy hóa Fe²⁺ bằng oxy hòa tan diễn ra hiệu quả khi pH lớn hơn 6,5. Trong nghiên cứu này, pH sau làm thoáng dao động từ 6,8–7,1, tạo điều kiện thuận lợi cho sự hình thành các kết tủa Fe(OH)₃ và nâng cao hiệu quả loại bỏ sắt qua cột lọc.
Đối với mangan, hiệu suất xử lý tăng dần theo chiều dày lớp vật liệu lọc, đạt 26,54% ở NT1, 79,85% ở NT2 và 98,03% ở NT3 (Hình 10). Quá trình oxy hóa Mn²⁺ diễn ra hiệu quả nhất trong khoảng pH từ 8,5–9,5. Tuy nhiên, pH của nước trong nghiên cứu chỉ dao động quanh 7,0 nên khả năng oxy hóa mangan còn hạn chế. Vì vậy, ngoài cơ chế giữ lại các kết tủa trên vật liệu lọc, quá trình loại bỏ mangan còn phụ thuộc đáng kể vào khả năng hấp phụ của than hoạt tính.
Kết quả phân tích cho thấy nước sau xử lý tại NT1 và NT2 vẫn có hàm lượng Mn vượt giới hạn cho phép của QCVN 01-1:2024/BYT. Ngược lại, NT3 đạt hiệu quả xử lý cao nhất với hàm lượng Mn còn 0,08 mg/L, thấp hơn giới hạn 0,5 mg/L của quy chuẩn. Kết quả này phù hợp với các nghiên cứu trước đây cho thấy quá trình oxy hóa Mn²⁺ bằng oxy hòa tan diễn ra rất chậm ở pH trung tính và chỉ trở nên hiệu quả khi pH tăng trên khoảng 8,0–8,5 (Lloyd, 1982; Lloyd, 1983; Ratagiczak, 2024). Do đó, cấu hình vật liệu lọc của NT3 gồm 0,3 m cát, 0,3 m than hoạt tính và 0,2 m sỏi được đề xuất áp dụng cho xử lý nguồn nước ngầm nhiễm sắt và mangan.
4. KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ
4.1. Kết luận
Nghiên cứu cho thấy nguồn nước ngầm tại xã An Phú, tỉnh An Giang có hàm lượng sắt (8,09 mg/L) và mangan (4,47 mg/L) vượt quy chuẩn cho phép. Quá trình làm thoáng giúp tăng pH từ 6,83 lên 7,05 và hỗ trợ oxy hóa Fe²⁺, Mn²⁺, qua đó giảm lần lượt 11,73% Fe và 10,36% Mn.
Hiệu quả xử lý tăng theo chiều cao lớp vật liệu lọc. Nghiệm thức NT3 (0,2 m sỏi đỡ + 0,3 m cát thạch anh + 0,3 m than hoạt tính) đạt hiệu quả cao nhất, loại bỏ 97,05% Fe và 98,03% Mn, với nồng độ sau xử lý lần lượt là 0,21 mg/L và 0,08 mg/L, đáp ứng QCVN 01-1:2024/BYT.
Kết quả nghiên cứu cho thấy mô hình làm thoáng – lắng – lọc trọng lực kết hợp lớp vật liệu lọc dày 0,8 m là giải pháp phù hợp để xử lý nước ngầm nhiễm sắt và mangan.
4.2. Kiến nghị
Mặc dù mô hình đã cho thấy hiệu quả cao trong xử lý sắt và mangan, phạm vi nghiên cứu vẫn còn một số hạn chế. Thứ nhất, nghiên cứu chỉ tập trung đánh giá khả năng loại bỏ hai chỉ tiêu Fe và Mn, trong khi các thành phần ô nhiễm thường gặp khác trong nước ngầm như asen (As), amoni (NH₄⁺), hydro sunfua (H₂S), silic hòa tan (SiO₂) và các kim loại nặng khác chưa được xem xét. Do đó, cần thực hiện các nghiên cứu bổ sung nhằm đánh giá toàn diện hơn khả năng xử lý của hệ thống đối với nhiều nhóm chất ô nhiễm khác nhau. Thứ hai, thí nghiệm được thực hiện trong thời gian tương đối ngắn nên chưa phản ánh đầy đủ hiệu quả vận hành lâu dài của hệ thống. Các nghiên cứu tiếp theo cần tập trung theo dõi sự biến động hiệu suất xử lý, hiện tượng tắc nghẽn và suy giảm khả năng hấp phụ của vật liệu lọc theo thời gian sử dụng. Việc xác định tuổi thọ vật liệu cũng như chu kỳ rửa lọc, hoàn nguyên hoặc thay thế phù hợp sẽ góp phần tối ưu hóa quá trình vận hành, nâng cao hiệu quả xử lý và giảm chi phí bảo trì khi ứng dụng mô hình trong thực tế.
Trần Thị Hồng Ngọc1, Nguyễn Đoàn Nhật Ánh2, Phan Trường Khanh*3
1,3Khoa Kỹ thuật Công nghệ Môi trường, Trường Đại học An Giang - Đại học Quốc Gia, TP. Hồ Chí Minh
2Ủy ban nhân dân xã Vĩnh Hậu, tỉnh An Giang
(Nguồn: Bài đăng trên Tạp chí Môi trường, số Chuyên đề Tiếng việt II/2026)
TÀI LIỆU THAM KHẢO
1. AWWA (2015). Water Quality & Treatment: A Handbook on Drinking Water. American Water Works Association.
2. Bouchard, M. F., Sauvé, S., Barbeau, B., Legrand, M., Brodeur, M. É., Bouffard, T., ... & Mergler, D. (2011). Intellectual impairment in children exposed to manganese from drinking water. Environmental Health Perspectives, 119(1), 138-143.
3. Katsoyiannis, I. A., Zahoot, S., & Jekel, M. (2008). Removal of arsenic, manganese and ammonia from groundwater by biological filtration and chemical co-precipitation at Malgara, Greece. Journal of Hazardous Materials.
4. Kim, J., Kim, S., & Park, H. (2017). Application of ultrafiltration (UF) membranes for iron and manganese removal from groundwater: Mechanisms and membrane fouling. Korean Journal of Chemical Engineering.
5. Kumar, A., Bandyopadhyay, S., & Ghosh, S. (2019). Iron toxicity and Fenton reaction-induced intracellular oxidative stress: Mechanisms of gastrointestinal and hepatic mucosal damage. Toxicology Reports.
6. Lloyd, A. (1982). The Catalytic Oxidation of Manganese in Water Treatment Clarification Processes. MPhil Thesis, Thames Polytechnic.
7. Lloyd, A., & các cộng sự. (1983). The Removal of Manganese in Water Treatment Clarification Processes. Water Research, 17(11), 1517–1523.
8. Mandalnis, L., et al. (2019). Small-scale gravity filtration systems using local granular media for iron and manganese pre-oxidation in Buenos Aires.
9. Nguyễn Văn A (2023). Khảo sát tình trạng ô nhiễm sắt và mangan tự nhiên trong tầng chứa nước Pleistocene và Holocene tại Đồng bằng sông Cửu Long.
10. Phạm và Lê (2022). Giải pháp làm thoáng tự nhiên kết hợp lọc trọng lực trong xử lý nước ngầm quy mô hộ gia đình vùng nông thôn.
11. Ratagiczak.W;et.al. (2024). The Use of Membrane Processes in Manganese Removal from Drinking Water: Processes in Manganese Removal from Drinking Water . Water. 17(8).1226.
12. Saha, P. (2020). Natural heavy metal contamination in alluvial aquifers: A review of iron and manganese distribution.
13. Schenone, N., et al. (2015). Challenges in manganese removal from neutral pH groundwaters in rural areas of Buenos Aires province.
14. Sharma, S. K., Petrusevski, B., & Schippers, J. C. (2005). Biological iron removal from groundwater: A review. AQUA – Journal of Water Supply: Research and Technology, 54(4), 239–247.
15. Sim, S. J., Kang, C. D., Lee, J. W., & Kim, W. S. (2001). Treatment of highly polluted groundwater by novel iron removal process. Journal of Environmental Science and Health, Part A, 36(1), 25–38.
16. Trần và ctv. (2021). Thực trạng khai thác và vai trò chiến lược của nguồn nước ngầm trong cấp nước sinh hoạt nông thôn vùng Đồng bằng sông Cửu Long.
