Khóa luận Thử nghiệm khả năng hấp phụ kẽm (Zn) của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt

47 trang thiennha21 13/04/2022 4100

Download

Bạn đang xem 20 trang mẫu của tài liệu "Khóa luận Thử nghiệm khả năng hấp phụ kẽm (Zn) của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt", để tải tài liệu gốc về máy bạn click vào nút DOWNLOAD ở trên

Tài liệu đính kèm:

khoa_luan_thu_nghiem_kha_nang_hap_phu_kem_zn_cua_tro_xi_lo_d.pdf

Nội dung text: Khóa luận Thử nghiệm khả năng hấp phụ kẽm (Zn) của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt

ĐẠI HỌC THÁI NGUYÊN TRƯỜNG ĐẠI HỌC NÔNG LÂM TRẦN HUYỀN TRANG THỬ NGHIỆM KHẢ NĂNG HẤP PHỤ KẼM CỦA TRO XỈ LÒ ĐỐT RÁC THẢI SINH HOẠT KHÓA LUẬN TỐT NGHIỆP ĐẠI HỌC Hệ đào tạo: Chính quy Chuyên ngành: Khoa học Môi Trường Lớp: N02 Khoa: Môi Trường Khóa học: 2014 - 2019 Thái Nguyên – năm 2019
ĐẠI HỌC THÁI NGUYÊN TRƯỜNG ĐẠI HỌC NÔNG LÂM TRẦN HUYỀN TRANG THỬ NGHIỆM KHẢ NĂNG HẤP PHỤ KẼM CỦA TRO XỈ LÒ ĐỐT RÁC THẢI SINH HOẠT KHÓA LUẬN TỐT NGHIỆP ĐẠI HỌC Hệ đào tạo: Chính quy Chuyên ngành: Khoa học Môi Trường Lớp: N02 Khoa: Môi Trường Khóa học: 2014 - 2019 Giảng viên hướng dẫn: 1. TS. Dư Ngọc Thành 2. Ths. Dương Thị Minh Hòa Thái Nguyên - năm 2019
i LỜI CẢM ƠN Thực hiện phương châm “Học đi đôi với hành”, thực hiện tốt nghiệp là thời gian để mỗi sinh viên sau giai đoạn học tập, nghiên cứu tại trường có điều kiện củng cố và vận dụng kiến thức đã học vào thực tế. Đây là giai đoạn không thể thiếu được đối với mỗi sinh viên của trường đại học nói chung và trường Đại học Nông Lâm Thái nguyên nói riêng. Với lòng kính trọng và bày tỏ lòng biết ơn sâu sắc, em xin chân thành cảm ơn đến thầy giáo TS. Dư Ngọc Thành và cô giáo ThS. Dương Thị Minh Hòa đã tận tình hướng dẫn, giúp đỡ em trong suốt thời gian thực hiện đề tài này. Em xin chân thành cảm ơn Ban Giám hiệu Nhà trường, Ban Chủ nhiệm khoa Môi trường, các thầy giáo, cô giáo, cán bộ khoa đã truyền đạt cho em những kiến thức, kinh nghiệm quý báu trong qúa trình học tập và rèn luyện tại trường, luôn luôn tận tâm và nhiệt huyết truyền đạt, dìu dắt để em có nền tảng tri thức vững chắc. Do thời gian có hạn, năng lực còn hạn chế nên khóa luận tốt nghiệp của em không thể tránh khỏi những thiết sót. Em rất mong nhận được những ý kiến đóng góp của quý thầy cô và các bạn để khóa luận tốt nghiệp của em được hoàn thiện hơn. Em xin chân thành cảm ơn! Thái Nguyên, ngày 29 tháng 11 năm 2019 Sinh viên Trần Huyền Trang
ii DANH MỤC CÁC BẢNG Bảng 2.1 Hàm lượng KLN trong một số loại đất ở khu mỏ hoang Songcheon 6 Bảng 2.2. Kết quả phân tích mẫu kim loại nặng tại một số điểm mỏ trên địa bàn tỉnh Thái Nguyên 9 Bảng 3.1. Công thức thí nghiệm 22 Bảng 4.1. Kết quả phân tích một số đặc điểm của tro xỉ 24 Bảng 4.2. Kết quả phân tích một số chỉ tiêu trong đất bãi thải 25 Bảng 4.3. Kết quả hấp phụ Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 1 giờ thí nghiệm 26 Bảng 4.4. Kết quả hấp phụ Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 2 giờ thí nghiệm 28 Bảng 4.5. Kết quả hấp phụ Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 4 giờ thí nghiệm 30 Bảng 4.6. Kết quả hấp phụ Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 32 Bảng 4.7. Tổng hợp kết quả hấp phụ Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt 34
iii DANH MỤC CÁC HÌNH Hình 4.1. Biểu đồ kết quả hấp phụ Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 1 giờ thí nghiệm 27 Hình 4.2. Biểu đồ kết quả hấp phụ Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 2 giờ thí nghiệm 29 Hình 4.3. Biểu đồ hiệu suất cố định Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 4 giờ thí nghiệm 31 Hình 4.4. Biểu đồ hiệu suất xử lý Zn di động trong đất của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 8 giờ thí nghiệm 33 Hình 4.5. Biểu đồ hiệu suất xử lý Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt 35
iv DANH MỤC CÁC TỪ VIẾT TẮT Từ viết tắt Viết đầy đủ H Giờ KLN Kim loại nặng TP Thành phố KTKS Khai thác khoáng sản QCVN Quy chuẩn Việt Nam VLHP Vật liệu hấp phụ
v MỤC LỤC LỜI CẢM ƠN i DANH MỤC CÁC BẢNG ii DANH MỤC CÁC HÌNH iii DANH MỤC CÁC TỪ VIẾT TẮT iv MỤC LỤC v PHẦN 1. MỞ ĐẦU 1 1.1. Đặt vấn đề 1 1.2. Mục tiêu của đề tài 2 1.2.1. Mục tiêu tổng quát 2 1.2.2. Mục tiêu cụ thể 2 1.3. Ý nghĩa của đề tài 3 PHẦN 2. TỔNG QUAN TÀI LIỆU NGHIÊN CỨU 4 2.1. Tình hình ô nhiễm kim loại nặng sau khai thác khoáng sản 4 2.1.1. Tình hình ô nhiễm KLN trên thế giới 4 2.1.2. Tình hình ô nhiễm KLN ở Việt Nam 7 2.1.3. Tình hình ô nhiễm kim loại nặng ở Thái Nguyên 8 2.2. Ảnh hưởng của ô nhiễm kim loại nặng đến sức khỏe con người 11 2.3. Các biện pháp xử lý ô nhiễm kim loại nặng trong đất sau khai thác khoáng sản 13 2.3.1. Một số phương pháp phổ biến xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng 13 2.3.2. Các phương pháp phổ biến đã áp dụng xử lý ô nhiễm kim loại nặng trong đất sau khai thác khoáng sản trên thế giới 15 2.3.3. Các nghiên cứu xử lý ô nhiễm kim loại nặng trong đất sau khai thác khoáng sản ở Việt Nam 16 2.3.4. Biện pháp xử lý kim loại nặng bằng vật liệu hấp phụ 17 PHẦN 3. ĐỐI TƯỢNG, NỘI DUNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 21
vi 3.1. Đối tượng và phạm vi nghiên cứu 21 3.2. Địa điểm và thời gian nghiên cứu 21 3.3. Nội dung nghiên cứu 21 3.4. Phương pháp nghiên cứu 22 3.4.1. Phương pháp kế thừa 22 3.4.2. Phương pháp thiết kế thí nghiệm 22 3.4.3. Phương pháp phân tích 23 3.4.4. Phương pháp xử lí số liệu 23 PHẦN 4. KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN 24 4.1. Thành phần, tính chất của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt 24 4.2. Hiện trạng môi trường đất bãi thải mỏ chì kẽm làng Hích 25 4.3. Thử nghiệm khả năng hấp phụ kim loại Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt. 26 4.3.1. Kết quả hấp phụ Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 1 giờ thí nghiệm 26 4.3.2. Kết quả hấp phụ Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 2 giờ thí nghiệm 28 4.3.3. Kết quả hấp phụ Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 4 giờ thí nghiệm 30 4.3.4. Kết quả hấp phụ Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 8 giờ thí nghiệm 32 4.3.5. Tổng hợp kết quả hấp phụ Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt 33 Phần 5. KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ 36 5.1. Kết luận 36 5.2. Kiến nghị 36 TÀI LIỆU THAM KHẢO 37
1 PHẦN 1 MỞ ĐẦU 1.1. Đặt vấn đề Hiện nay, ô nhiễm môi trường đang là vấn đề quan tâm của tất cả các nước trên thế giới. Các nhà môi trường thế giới đã cảnh báo rằng: cùng với ô nhiễm không khí, ô nhiễm nước thì ô nhiễm đất cũng là vấn đề đáng lo ngại hiện nay. Trong đó, ô nhiễm kim loại nặng (KLN) do hoạt động khai thác khoáng sản đã để lại những hậu quả nghiêm trọng đối với môi trường đặc biệt là môi trường đất. Hoạt động khai thác khoáng sản đã phát triển mạnh mẽ từ thập kỷ trước ở nhiều quốc gia giàu tài nguyên như Nga, Mỹ, Australia, Trung Quốc, Ấn Độ nhằm đáp ứng nhu cầu ngày càng gia tăng nguyên liệu khoáng của thế giới như: Quặng sắt, chì, kẽm, than đá, đồng và các khoáng sản khác. Thái Nguyên là một trong những tỉnh có nguồn tài nguyên khoáng sản đa dạng về chủng loại, trong đó có loại khoáng sản có ý nghĩa cao như khoáng sản vonfram đa kim, sắt, than, chì, kẽm Các hoạt động khai thác khoáng sản trên địa bàn tỉnh ngày càng phát triển mạnh, mang lại lợi ích lớn về kinh tế nhưng vấn đề đặt ra là các giải pháp xử lý ô nhiễm môi trường sau khai thác khoáng sản vẫn chưa được triệt để, gây nên những tác động xấu tới môi trường, đặc biệt là ô nhiễm KLN trong môi trường đất. Đồng Hỷ là một huyện thuộc tỉnh Thái Nguyên có các hoạt động khai thác khoáng sản diễn ra mạnh mẽ như: khai thác mỏ chì - kẽm tại làng Hích, mỏ sắt Trại Cau. Theo các tài liệu nghiên cứu thì hàm lượng Pb, Zn, Cd, As trong đất ở làng Hích đều cao hơn so với các khu vực khác, hàm lượng Zn cao hơn quy chuẩn TCVN 7209:2002 khoảng 45 lần (Trần Thị Phả, 2014) [9]. Zn là nguyên tố vi lượng cần thiết cho sự sinh trưởng và phát triển của cây trồng, nó ảnh hưởng tới 50% chất lượng và năng suất cây trồng, song nếu nó tồn tại trong đất với một
2 lượng lớn sẽ thành chất độc gây nguy hại cho cây trồng và con người. Trước thực trạng trên, vấn đề cấp bách đặt ra là phải có những giải pháp, xử lý thích hợp cho những vùng đất bị ô nhiễm KLN sau khai thác khoáng sản. Hiện nay, trên thế giới đã có rất nhiều phương pháp hóa – lý khác nhau được sử dụng để xử lý KLN trong đất: công nghệ rửa đất, công nghệ cố định tại chỗ, công nghệ xử lý bằng điện động học, công nghệ sử dụng thực vật hấp thụ KLN Tuy nhiên, với xu hướng ô nhiễm môi trường đất diễn ra trên quy mô rộng như hiện nay thì phương pháp hóa - lý thông thường chưa mang lại hiệu quả như mong muốn do chi phí xử lý cao. Hiện nay, các nhà khoa học đang hướng tới phương pháp hấp phụ KLN trong đất bằng các vật liệu có sẵn, chi phí xử lý thấp, dễ áp dụng và thân thiện với môi trường. Do phương pháp này có khả năng loại bỏ được nhiều chất ô nhiễm có độc tính cao mà phương pháp khác không thể xử lý hoặc xử lý không triệt để. Hơn nữa, phương pháp hấp phụ còn có ưu điểm là quy trình xử lý đơn giản, công nghệ xử lý không đòi hỏi thiết bị phức tạp, chi phí xử lý thấp. Tìm ra loại vật liệu hấp phụ mới cũng là xu hướng được các nhà khoa học hiện nay đang rất quan tâm. Chính vì vậy đề tài của em chọn là “Thử nghiệm khả năng hấp phụ kẽm (Zn) của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt” . 1.2. Mục tiêu của đề tài 1.2.1. Mục tiêu tổng quát Nghiên cứu thành phần và tính chất của tro xỉ từ lò đốt rác thải sinh hoạt và thử nghiệm khả năng hấp phụ Zn trong đất bãi thải mỏ chì kẽm làng Hích của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt. 1.2.2. Mục tiêu cụ thể - Nghiên cứu thành phần, tính chất của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt và tro được biến tính bằng axit H2SO4 0,05N.
3 - Thử nghiệm khả năng hấp phụ kim loại Zn của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt, tro xỉ được biến tính bằng axit H2SO4. 1.3. Ý nghĩa của đề tài - Đề tài sẽ là cầu nối giữa kiến thức học tập và thực tế, là cơ hội tiếp cận với thực tế, vận dụng những kiến thức đã học để hiểu rõ bản chất vấn đề nghiên cứu. - Nâng cao khả năng tự học tập, nghiên cứu và tìm tài liệu tham khảo. - Đề tài là cơ sở để lựa chọn, áp dụng biện pháp để thực hiện đánh giá chính xác nhất khả năng xử lý và hiệu quả cải tạo vùng đất ô nhiễm do KLN.
4 PHẦN 2 TỔNG QUAN TÀI LIỆU NGHIÊN CỨU 2.1. Tình hình ô nhiễm kim loại nặng sau khai thác khoáng sản 2.1.1. Tình hình ô nhiễm KLN trên thế giới Hiện nay, các khu vực khai thác mỏ, khoáng sản, các khu công nghiệp và các thành phố lớn là những nguồn phát thải ra một lượng lớn KLN, chúng có khả năng tồn tại trong môi trường, vấn đề không đáng lo ngại nhiều nếu chúng không xâm nhập được vào cơ thể sinh vật và hệ sinh thái. Điều đáng quan tâm là KLN có tính bền vững khó phân hủy, có khả năng xâm nhập và tích lũy đến mức độ gây độc cho con người, sinh vật và hệ sinh thái. Từ mức độ nhiễm chì trong đất trồng đến các độc tố trong nước và không khí bị nhiễm phóng xạ, học viện Blacksmith đã đưa ra các khu vực “thảm họa sinh thái học” của thế giới. Năm 2000, vụ tai nạn hầm mỏ xảy ra tại công ty Aurul (Rumani) đã thải ra 50-100 tấn xianua và kim loại nặng (như đồng) và dòng sông gần Baia Mare( thuộc vùng Đông – Bắc Rumani). Sự nhiễm độc này đã khiến các loài thủy sản ở đây chết hàng loạt, tồn tại đến hệ thực vật và làm bẩn nguồn nước sạch, ảnh hưởng đến cuộc sống của người dân. Ở các khu vực luyện kim, vùng khai thác Pb thì hàm lượng Pb trong đất khoảng 1500 µg/g, cao gấp 15 lần so với mức độ bình thường như khu vực xung quanh nhà máy luyện kim ở Galena, Kansas (Mỹ), hàm lượng chì trong đất 7600 µg/g. Hàm lượng Pb trong bùn cống, rãnh ở một số thành phố công nghiệp tại Anh dao động từ 120µg/g – 3000 µg/g (Berrow và Webber, 1993), trong khi tiêu chuẩn cho phép tại đây là không quá 1000 µg/g [3]. Theo nghiên cứu của viện Blacksmith (2007) [18], tại La Oroya – một thành phố khai mỏ của Peru gần như 100% trẻ em ở đây có hàm lượng chì trong máu vượt mức cho phép của tất cả các loại tiêu chuẩn trên thế giới. Còn
5 ở Kabwe (Zambia) các mỏ khai thác và lò nấu chì đã ngừng hoạt động từ lâu, nhưng nồng độ chì ở đây vẫn ở mức khủng khiếp. Tính trung bình thì trẻ em ở Kabwe có nồng độ chì cao gấp 10 lần mức cho phép của Cơ quan bảo vệ môi trường Mỹ và có thể gây tử vong. Khi các chuyên gia của Mỹ lấy mẫu máu của trẻ em tại Kabwe để phân tích, các thiết bị của họ trục trặc liên tục vì mọi chỉ số đều vượt ngưỡng tối đa. Thiên Anh, Trung Quốc là một thành phố công nghiệp, Thiên Anh chiếm khoảng hơn một nửa sản lượng chì của Trung Quốc. Thứ kim loại độc hại này ngấm vào nước và đất trồng của Thiên Anh và ngấm vào máu trẻ em sinh ra tại đây. Đó có thể là nguyên nhân dẫn tới việc các em nhỏ ở Thiên Anh có chỉ số IQ thấp. Qua kiểm tra, lúa mỳ trồng ở Thiên Anh chứa lượng chì cao gấp 24 lần chuẩn của Trung Quốc [18]. Kabwe, Zambia khi các mỏ chì lớn được phát hiện gần Kabwe năm 1902, Zambia là một thuộc địa của Anh, và có rất ít quan tâm tới ảnh hưởng của kim loại độc hại với người dân nới đây. Đáng buồn thay, tình trạng này tới nay hầu như không được cải thiện. Và cho dù công việc khai thác, chế biến chì không còn hoạt động nhưng mức ô nhiễm chì ở Kabwe là rất lớn. Tính trung bình, mức nhiễm chì ở trẻ em cao hơn chuẩn cho phép của Cơ quan Bảo vệ môi trường Mỹ từ 5-10 lần, và có thể thậm chí còn cao hơn mức gây tử vong. Song cũng có một tia hy vọng khi Ngân hàng Thế giới gần đây đã thông báo một dự án làm sạch môi trường trị giá 40 triệu USD [18]. Công trình nghiên cứu của Kabata và Henryk (1985) [11] tại 53 thành phố, thị xã ở nước Anh cho thấy hầu hết đất có hàm lượng Pb tổng số vượt trên 200 ppm, ở nhiều vùng công nghiệp đã vượt quá 500 ppm, năm 1993 có khoảng 200.000 ha đất bị ô nhiễm KLN. Khi nghiên cứu nước mưa chảy ra từ các đường cao tốc một số vùng tây nam Scotland theo nghiên cứu của hai tác giả Neill Mc.A. và Olley S.(1998) [11] nhận thấy rằng do ảnh hưởng của hoạt động giao thông, các chất thải ra
6 từ các động cơ đốt trong của các phương tiện tham gia giao thông chính là các nguồn gây ô nhiễm kim loại nặng cho nước mặt. Theo hai tác giả này trong tổng số 63 mẫu nghiên cứu, nồng độ Cu (không hoà tan) dao động từ 0,001 – 0,036 ppm, đạt trung bình là 0,011 ppm, nồng độ Zn tổng số dao động trong khoảng 0,001 – 0,132ppm, trung bình đạt 0,029 ppm. Hàm lượng Cu (không hoà tan) và Zn tổng số đều vượt 0,007 lần tiêu chuẩn cho phép [11]. Những tác động đến môi trường của hoạt động khai thác khoáng sản không chỉ dừng lại trong quá trình khai thác mà sau khi hoạt động khai thác kết thúc ảnh hưởng của hoạt động vẫn tiếp diễn đặc biệt là môi trường đất. Một số nhà khoa học đã tiến hành lấy mẫu và xác định nồng độ kim loại nặng chứa trong đất để tiến hành đánh giá hiện trạng đất thì thấy rằng đất ở những khu vực này vẫn còn bị ô nhiễm kim loại nặng với nồng độ cao. Như tại mỏ vàng – bạc Soncheon của Hàn Quốc, Lim H.S và cộng sự đã xác định được hàm lượng các kim loại nặng tại một số loại đất như bảng 1.3 [19]. Bảng 2.1 Hàm lượng KLN trong một số loại đất ở khu mỏ hoang Songcheon Đơn vị: ppm Đất bình Nguyên Đất trang Bãi thải quặng Đất vùng núi thường trên tố trại thế giới As 3.584- 143.813 695 -3.082 7-626 6 Cd 2,2- 20 1,32 0,75 0,35 Cu 30-749 36- 89 13-673 30 Pb 125 – 50.803 63- 428 23-290 35 Zn 580- 7541 115 – 795 63-110 90 Hg 0,09- 1,01 0,19- 0,55 0,09-4,90 0,06 Nguồn: Theo Lim H. S và cộng sự (2004)[19]
7 Theo các tác giả Lim H.S thì bãi thải đuôi quặng ở đây là nguồn điểm gây ô nhiễm các kim loại cho đất ở những khu vực xung quanh. Hàm lượng các kim loại cao trong đất trang trại là do sự phát tán kim loại bởi gió, nước từ các bãi quặng đuôi. Đa số cây trồng ở các khu đất bị nhiễm kim loại đã bị nhiễm As và Zn ở mức cao. 2.1.2. Tình hình ô nhiễm KLN ở Việt Nam Việt Nam là nước có nguồn tài nguyên khoáng sản phong phú và đa dạng với hơn 5000 điểm mỏ thuộc 60 loại khoáng sản khác nhau được phát hiện và khai thác. Nhưng hầu hết các loại khoáng sản có trữ lượng lớn sau khai thác được đều xuất khẩu thô sang các nước khác ít khoáng sản được tinh luyện ngay trong nước như dầu mỏ, than đá Ngành khai thác khoáng sản ở Việt Nam đã có lịch sử phát triển hàng trăm năm, tuy nhiên sự phát triển và hiệu quả đóng góp của ngành đối với nền kinh tế còn chưa xứng đáng với tiềm năng [13] [15]. Nguyễn Ngọc Quỳnh và cộng sự (2002), tại TP. HCM, kết quả phân tích hiện trạng ô nhiễm KLN trong đất vùng trồng lúa khu vực phía Nam thành phố cho thấy hàm lượng đồng, kẽm, chì, thủy ngâm, crom, trong đất trồng lúa chịu ảnh hưởng trực tiếp của nước thải công nghiệp phía Nam thành phố đều tương đương hoặc cao hơn ngưỡng cho phép (TCVN 7209:2002) đối với đất sử dụng cho mục đích công nghiệp. Trong đó hàm lượng cadimi vượt quá tiêu chuẩn cho phép 2,3 lần, kẽm vượt quá 1,76 lần [11]. Các kết luận tương tự cũng được Hồ Thị Lam Trà và Kazuhiko Egashira (2001) đưa ra khi nghiên cứu hàm lượng Cu, Pb, Zn trong các loại đất: phù sa, đất vàng nhạt trên đá cát, đất nâu đỏ phát triển trên đá vôi, đất nâu đỏ phát triển trên đá bazan ở một số vùng của Việt Nam. Kết quả nghiên cứu cho thấy trong đất nâu đỏ phát triển trên đá vôi lấy tại Ninh Bình có hàm lượng Cu và Zn khá cao (106 mg/kg và 153 mg/kg) nhưng lại thấp trong đất vàng nhạt trên đá cát lấy tại Bắc Giang (16 mg/kg và 32 mg/kg).
8 Tại Thành phố Đà Nẵng, với 6 khu công ngiệp và 300 doanh nghiệp đang hoạt động, có tốc độ phát triển công nghiệp nhanh nhưng đi kèm với nó là dấu hiệu ô nhiễm môi trường ngày một gia tăng. Khu vực hạ lưu sông Cu Đê nơi nhận nguồn nước thải của KCN Hòa Khánh và KCN Liên Chiều có hàm lượng KLN vượt từ 1 – 10 lần tiêu chuẩn cho phép. Ô nhiễm KLN ở Việt Nam chưa xảy ra trên diện rộng tuy nhiên, đã có hiện tượng ô nhiễm cục bộ ở một số khu vực đặc biệt là một số KCN và các làng nghề tái chế kim loại [2]. 2.1.3. Tình hình ô nhiễm kim loại nặng ở Thái Nguyên Thái Nguyên là một tỉnh có nguồn tài nguyên khoáng sản đa dạng về chủng loại, do vậy, những tác động tiêu cực tới môi trường: ô nhiễm môi trường không khí, ô nhiễm môi trường nước, ô nhiễm môi trường đất do hoạt động sản xuất, khai thác, chế biến là không thể tránh khỏi. Ở mỏ than núi Hồng ( xã Yên Lãng), mỏ thiếc (xã Hà Thượng, huyện Đại Từ), mỏ sắt Trại Cau và mỏ chì - kẽm làng Hích, huyện Đồng Hỷ, tỉnh Thái Nguyên. Kết quả phân tích mẫu đất cho thấy, mỏ than núi Hồng là điểm nóng về ô nhiễm asen trong đất, thường hàm lượng từ 202 – 3.690 ppm, gấp 17 – 308 lần tiêu chuẩn Việt Nam về hàm lượng asen trong đất [9]. Trong khi đó, mỏ kẽm, chì làng Hích có hàm lượng chì và kẽm tương ứng là 13.028 ppm và 9.863 ppm, gấp 186 lần tiêu chuẩn cho phép đối với chì và 49 lần đối với kẽm. Mỏ thiếc xã Hà Thượng bị ô nhiễm asen nghiêm trọng, có nơi hàm lượng asen trong đất lên đến 15.146 ppm, gấp 1.262 lần quy định [9]. Có thể nói rằng vấn đề ô nhiễm nói chung và ô nhiễm KLN đã và đang thách thức môi trường Việt Nam, các loại ô nhiễm thường thấy tại các đô thị Việt Nam là ô nhiễm nguồn nước mặt, ô nhiễm bụi, ô nhiễm KLN và các chất độc hại như Pb, Zn, Hg, As.
9 Bảng 2.2. Kết quả phân tích mẫu kim loại nặng tại một số điểm mỏ trên địa bàn tỉnh Thái Nguyên Đơn vị: mg/kg Hàm lượng kim loại nặng tại các mỏ khai thác Mỏ Khai KH Trung Trung Trung Trung Thác Mẫu Zn Pb Cd As bình bình bình bình Mỏ chì - Đ1 2311,36 321,98 34,38 185,49 kẽm Cuội Đ2 2011,52 1987,89 342,80 318,67 32,82 29,46 176,70 204,17 Nắc Đ3 1640,80 291,24 21,18 250,31 Đ4 1871,12 340,56 24,96 114,39 Mỏ titan Đ5 1284,80 189,92 18,24 141,75 Cây Châm 1523,94 277,04 25,01 183,30 Đ6 1137,12 351,68 30,48 256,12 1 Đ7 1802,72 225,98 26,34 220,94 Đ8 1632,96 375,68 37,14 269,64 Mỏ sắt Đ9 2222,72 1964,8 357,12 302,55 35,22 34,6 182,35 285,33 Trại Cau Đ10 2038,72 174,84 31,44 404,01 Mỏ titan Đ11 1147,22 1566,89 6,81 53,64 Cây Châm Đ12 1510,87 1471,94 718,23 1365,21 2,99 5,16 154,80 109,83 2 Đ13 1757,73 1810,52 5,69 121,05 Mỏ chì - Đ14 1432,98 1293,62 4,64 61,20 kẽm Làng Đ15 1085,40 1574,03 1016,24 1149,26 5,76 4,40 122,40 104,55 Hích Đ16 2203,71 1137,93 2,79 130,05 QCVN 03- 200 70 2 12 MT:2015/BTNMT Nguồn: Trần Thị Phả, 2014 [9] Theo kết quả nghiên cứu của Trần Thị Phả, mẫu đất tại các mỏ nghiên cứu đều chứa hàm lượng của 4 nguyên tố KLN. Tuy nhiên, điều đáng chú ý là hàm lượng KLN ở tất cả các mẫu phân tích đều vượt quá quy chuẩn cho phép. Ở mỏ chì kẽm Cuội Nắc, hàm lượng Zn gấp 8,2 - 11,5 lần, hàm lượng Pb gấp 4,2 - 4,9 lần, hàm lượng Cd gấp 10 - 17 lần; hàm lượng As gấp 14,7 -
10 20,9 lần tiêu chuẩn cho phép (QCVN 03-MT:2015/BTNMT). Hàm lượng Zn tại đây cao nhất trong 5 mỏ nghiên cứu là do cấu tạo địa chất của mỏ Cuội Nắc và do quá trình tuyển rửa, khai thác lượng Zn theo nước thải và chất thải rắn không được xử lý nên đã tích tụ ngày càng nhiều trong đất dẫn tới ô nhiễm nghiêm trọng. Mỏ titan Cây Châm 1 có hàm lượng Zn gấp 5,7 - 9,36 lần, hàm lượng Pb gấp 2,7 - 5 lần, hàm lượng Cd gấp 9,1 - 15,2 lần, hàm lượng As gấp 9,5 - 21,3 lần tiêu chuẩn cho phép (QCVN 03-MT:2015/BTNMT). Mỏ titan Cây Châm 2 có hàm lượng Zn gấp 5,7 - 8,8 lần, hàm lượng Pb gấp 10,2 - 25,8 lần, hàm lượng Cd gấp 1,5 - 3,4 lần, hàm lượng As gấp 4,4 - 12,9 lần tiêu chuẩn cho phép (QCVN 03-MT:2015/BTNMT). Hàm lượng Pb trung bình là 1365,21 mg/kg và cao hơn 4 mỏ còn lại do nước thải và chất thải rắn không được xử lý đổ bừa bãi ra khai trường và khu vực xử lý. Mỏ sắt Trại Cau có hàm lượng Zn gấp 8,2 - 11,1 lần, hàm lượng Pb gấp 2,5 - 5,4 lần, hàm lượng Cd gấp 15,7 - 18,6 lần, hàm lượng As gấp 15,1 - 33,6 lần tiêu chuẩn cho phép (QCVN 03-MT:2015/BTNMT). Tại đây, lượng Cd, As cao hơn so với các mỏ khác là do Cd, As luôn đi kèm với các loại quặng sắt, sau quá trình khai thác không được quản lý khoa học nên lượng Cd càng nhiều trong môi trường đất. Mỏ chì kẽm Làng Hích có hàm lượng Zn, Pb, Cd và As gấp lần lượt tương ứng là 5,4 - 11 lần, 14,5 - 18,5 lần, 2,3 - 2,9 lần, 5,1 - 10,8 lần tiêu chuẩn cho phép (QCVN 03-MT:2015/BTNMT). Số liệu phân tích trên cho chúng ta thấy, sau quá trình khai thác, môi trường đất tại các mỏ hiện đang bị ô nhiễm nghiêm trọng, vượt QCVN 03- MT:2015/BTNMT rất nhiều. Có thể dễ dàng nhận thấy hàm lượng KLN tại sườn đồi thấp hơn so với tại chân đồi do quá trình rửa trôi các KLN theo dòng nước và gió.
11 2.2. Ảnh hưởng của ô nhiễm kim loại nặng đến sức khỏe con người * Kẽm (Zn) Quá trình khai khác khoáng sản gây ô nhiễm và suy thoái môi trường đất ở mức độ nghiêm trọng nhất và là một thực tế đáng báo động. Các dạng ô nhiễm môi trường tại những mỏ đã và đang khai thác rất đa dạng như ô nhiễm đất, nước mặt, nước ngầm với các tác nhân gây ô nhiễm là axit, KLN, các loại khí độc v.v Hiện tượng suy giảm chất lượng nước mặt, nước ngầm ở nhiều nơi do ô nhiễm KLN có nguồn gốc công nghiệp như Ni, Cr, Pb, As, Cu, Se, Hg, Cd cần phải sớm có giải pháp xử lý. Nhiều KLN rất độc đối với con người và môi trường cho dù ở nồng độ rất thấp. Mặc dù Zn là vi chất cần thiết cho sức khỏe, tuy nhiên nếu hàm lượng Zn vượt quá mức cần thiết sẽ có hại cho sức khỏe. Hấp thụ quá nhiều Zn làm ngăn chặn sự hấp thu đồng và sắt. Ion Zn tự do trong dung dịch là chất có độc tính cao đối với thực vật, động vật không xương sống và thậm chí là cả động vật có xương sống. Mô hình hoạt động của ion tự do đã được công bố trong một số ấn phẩm, cho thấy rằng chỉ một lượng nhỏ mol ion kẽm tự do cũng giết đi một số sinh vật. Khi hàm lượng kẽm trong đất nhiều sẽ gây độc hại tới thực vật, làm rễ không phát triển được, mất diệp lục, lá nhỏ, có màu vàng, gây ra những hậu quả nghiêm trọng, dẫn đến làm giảm năng suất cây trồng, làm nghèo thảm thực vật, suy giảm đa dạng sinh học Nhiều diện tích đất canh tác nông nghiệp phải bỏ hoang, diện tích đất trống đồi trọc tăng lên. Sự tích tụ hàm lượng Zn cao trong đất sẽ làm tăng khả năng hấp thụ các nguyên tố có hại trong cây trồng, vật nuôi và gián tiếp gây ảnh hưởng xấu tới sức khỏe con người. Zn thường tích tụ chủ yếu ở trong gan, gây ra các bệnh về gan, viêm da, mù màu, ung thư * Chì (Pb) Chì là nguyên tố thuộc nhóm IV, số hiệu nguyên tử là 82, có hai trạng thái oxy hóa bền là Pb(II) và Pb(IV), có bốn đồng vị là 204Pb, 206Pb, 207Pb,
12 208Pb. Chì là kim loại nặng có khối lượng 207,2 đ.v.c, trọng lượng riêng là 11,3 g/cm3, màu trắng xám, dễ nóng chảy ở nhiệt độ 3270C. Pb có tính mềm, dễ cán mỏng, dễ cắt và dễ định hình. Chính vì vậy mà nó được sử dụng phổ biến trong nhiều ngành công nghiệp. Trong môi trường, Pb tồn tại trong đất từ 150 đến 5000 năm và chủ yếu tồn tại dưới dạng ion của các hợp chất vô cơ và hữu cơ. Chì là nguyên tố có độc tính cao đối với sức khoẻ con người. Chì gây độc cho hệ thần kinh trung ương, hệ thần kinh ngoại biên, tác động lên hệ enzim có nhóm hoạt động chứa hyđro. Người bị nhiễm độc chì sẽ bị rối loạn bộ phận tạo huyết (tuỷ xương). Tuỳ theo mức độ nhiễm độc có thể bị đau bụng, đau khớp, viêm thận, cao huyết áp, tai biến não, nhiễm độc nặng có thể gây tử vong. Đặc tính nổi bật là sau khi xâm nhập vào cơ thể, chì ít bị đào thải mà tích tụ theo thời gian rồi mới gây độc. Chì đi vào cơ thể con người qua nước uống, không khí và thức ăn bị nhiễm chì. Chì tích tụ ở xương, kìm hãm quá trình chuyển hoá canxi bằng cách kìm hãm sự chuyển hoá vitamin D. * Crom (Cr) Nước thải từ công nghiệp mạ điện, công nghiệp khai thác mỏ, nung đốt các nhiên liệu hóa thạch, là các nguồn gây ô nhiễm crom. Crom có trong nước thải thường gặp ở dạng Cr(III) và Cr(VI). Cr(III) không độc nhưng Cr(VI) rất độc hại đối với cơ thể người, nó gây nguy hiểm cho gan, thận và đường hô hấp, gây ra các bệnh về răng, miệng, kích thích da, * Mangan Mangan là một trong các nguyên tố vi lượng cần thiết cho sức khoẻ con người trong quá trình sinh trưởng và phát triển. Do mangan được hấp thụ rất ít qua đường ruột nên hầu như không ai bị ngộ độc do ăn hoặc uống thực phẩm có chứa nhiều mangan hơn nhu cầu cần thiết (2 – 5mg/ngày). Tuy nhiên, ngộ độc mangan vẫn có thể xảy ra, gây rối loạn hoạt động thần kinh với biểu hiện rung giật kiểu Parkinson. Cũng có một số trường hợp ngộ độc mangan là do
13 nguồn nước uống bị ô nhiễm nặng mangan do rò rỉ từ bãi chôn pin, ắc quy vào nguồn nước sinh hoạt, uống thuốc có chứa mangan liều cao và kéo dài, hoặc do tắm hơi nước khoáng có nhiều mangan thường xuyên. * Niken Niken được sử dụng nhiều trong các ngành công nghiệp hoá chất, luyện kim, điện tử, Vì vậy, nó thường có mặt trong nước thải. Niken vào cơ thể chủ yếu qua con đường hô hấp, nó gây ra các triệu chứng khó chịu, buồn nôn, đau đầu, nếu tiếp xúc nhiều sẽ ảnh hưởng đến phổi, hệ thần kinh trung ương, gan thận, còn nếu da tiếp xúc lâu dài với niken sẽ gây hiện tượng viêm da, xuất hiện dị ứng, 2.3. Các biện pháp xử lý ô nhiễm kim loại nặng trong đất sau khai thác khoáng sản 2.3.1. Một số phương pháp phổ biến xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng * Phương pháp đào và chuyển chỗ (Dig and Haul) Đào và chuyển chỗ là phương pháp xử lý chuyển chỗ đất nhằm di chuyển các chất độc hại đến một nơi khác an toàn hơn. Với phương pháp này, các chất ô nhiễm không được loại bỏ khỏi đất ô nhiễm mà đơm giản chỉ là đào lên và chuyển đất ô nhiễm đi chỗ khác với hy vọng là không bị ô nhiễm ở những nơi cần thiết [9]. * Phương pháp cố định hoặc cô đặc (Stabilization/Solidification) Cố định hoặc cô đặc chất ô nhiễm có thể là phương pháp xử lý tại chỗ hoặc chuyển chỗ. Phương pháp này liên quan đến hỗn hợp các chất đặc trưng được thêm vào đất, hoặc là các thuốc thử, các chất phản ứng với đất ô nhiễm để làm giảm tính linh động và hoà tan của các chất ô nhiễm. Các tác nhân liên kết được sử dụng bao gồm tro bay, xi măng hoặc rác đốt. Mặc dù quá trình này đã được chứng minh là hiệu quả với chất ô nhiễm là kim loại nặng nhưng lại có khả năng tái nhân liên kết hoặc thay đổi pH đất.
14 Phương pháp cố định hoặc cô đặc không xử lý được chất ô nhiễm từ ma trận đất nhưng nó có thể nén các chất ô nhiễm lại trong môi trường đất [9]. * Phương pháp thuỷ tinh hoá (Vitrification) Phương pháp thuỷ tinh hoá là quá trình xử lý bởi nhiệt, có thể được xử dụng để xử lý đất tại chỗ hay chuyển chỗ. Đây là quá trình chuyển chất ô nhiễm thành dạng thuỷ tinh cố định. Đối với phương pháp này, cho dòng điện chạy qua một dãy điện cực than chì, làm nóng chảy đất ở nhiệt độ rất cao (1500 - 20000C). Thuỷ tinh bền được hình thành, kết hợp chặt chẽ và cố định kim loại khi đất được làm lạnh. Một nắp đậy khí thải được nắp đặt trên vùng xử lý. Nắp này được sử dụng để thu thập và xử lý các khí thải (các kim loại bay hơi) được thải ra trong suốt quá trình xử lý. Hiện nay phương pháp này được sử dụng khá rộng rãi nhưng chỉ được áp dụng trên diện tích nhỏ, chi phí giá thành cao, yêu cầu kỹ thuật hiện đại nên người ta cần tìm kiếm những phương pháp khác có hiệu quả kinh tế cao hơn, thân thiện hơn với môi trường [23]. * Phương pháp rửa đất (Soil washing) Rửa đất là công nghệ xử lý đất chuyển vị, có thể được sử dụng để xử lý đất ô nhiễm KLN. Quá trình này dựa vào cơ chế hút và tách vật lý để loại bỏ chất ô nhiễm ra khỏi đất. Quá trình vật lý loại bỏ những hạt kim loại có kích thước lớn và vận chuyển các chất ô nhiễm vào pha lỏng. Dung dịch làm sạch đất có thể trung tính hoặc chứa các yếu tố hoạt tính bề mặt. Các chất thường dùng trong các dung dịch làm sạch đất là HCl, EDTA, HNO3 và CaCl2. Quá trình này sẽ làm giảm nồng độ kim loại trong đất và tạo ra một dịch lỏng với nồng độ kim loại cao và tiếp tục xử lý. Ở những nơi có nhiều chất ô nhiễm hỗn hợp, phương pháp này sẽ gặp khó khăn vì khó xác định dung dịch rửa thích hợp. Hơn nữa đất ô nhiễm với nhiều phức chất khác nhau sử dụng phương pháp này sẽ rất tốn kém [29].
15 2.3.2. Các phương pháp phổ biến đã áp dụng xử lý ô nhiễm kim loại nặng trong đất sau khai thác khoáng sản trên thế giới Theo Allie Jefferson (2010) nghiên cứu than sinh học từ vỏ quả óc chó (Walnut) và than hoạt tính có khả năng hấp phụ KLN cao, đặc biệt là Cu và Pb. Than sinh học từ vỏ quả óc chó hấp phụ 5043 – 4091 mgCu/kg chất rắn, 4917 – 4915 mgPb/kg, 4554 – 4555 mgCd/kg. Than hoạt tính hấp phụ 5226 – 5230 mgCu/kg, 4982 – 4987 mgPb/kg. Khi bổ sung cả Cu và Pb vào than sinh học từ vỏ quả óc chó thì sự hấp phụ đối với Cu không thay đổi, còn với Pb là tăng nhẹ 5339 – 5343 mgPb/kg [9]. Một nghiên cứu khác về sự ảnh hưởng của than sinh học tới sự sẵn có của As, Cd, Cu, Pb, Zn trong trồng ngô. Than sinh học nhiệt phân ở nhiệt độ 5500C được bổ sung ở 3 tỷ lệ (0; 5; 15 g/kg) kết hợp với 3 mức (0; 10; 50 mg/kg) của KLN bao gồm As, Cd, Cu, Pb, Zn. Các KLN được thí nghiệm riêng biệt trong đất cát. Kết quả cho thấy việc bổ sung than sinh học không ảnh hưởng đến năng suất của cây ngô kể cả ở mức bổ sung cao nhất. Tuy nhiên lại làm giảm hàm lượng của As, Cd và Cu trong chồi cây ngô, đặc biệt là ở mức bổ sung lớn nhất của nguyên tố vi lượng (50 mg/kg), trong khi ảnh hưởng không đồng nhất về nồng độ của Pb và Zn trong chồi cây. Nồng độ chiết As và Zn trong đất tăng khi bổ sung than sinh học, Cu không thay đổi, Pb giảm, Cd không đồng nhất. Sự hấp phụ các nguyên tố vi lượng của than sinh học với tải trọng ban đầu lên đến 200 mmol ở pH = 7 xảy ra theo thứ tự Pb> Cu> Cd> Zn> As. Kết quả cho thấy rằng việc bổ sung than sinh học làm giảm đáng kể sự sẵn có của các nguyên tố vi lượng cho cây trồng, có tiềm năng trong việc quản lý đất bị ô nhiễm bởi các nguyên tố vi lượng [8].
16 2.3.3. Các nghiên cứu xử lý ô nhiễm kim loại nặng trong đất sau khai thác khoáng sản ở Việt Nam Tại Việt Nam, các nghiên cứu về khả năng hấp phụ KLN trong đất bởi các vật liệu tự nhiên còn hạn chế. Các nhà nghiên cứu chủ yếu tập trung vào khả năng loại bỏ KLN trong nước và sử vật liệu hấp phụ bằng thực vật. Theo nghiên cứu của Trần Thị Phả (2013) sử dụng cây sậy hấp thụ kim loại nặng trên đất bãi thải sau khai thác khoáng sản tại mỏ sắt Trại Cau và mỏ thiếc Hà Thượng, đã cho thấy môi trường đất ở bãi thải mỏ thiếc Hà Thượng và bãi thải mỏ sắt Trại Cau đang bị ô nhiễm KLN. Hàm lượng KLN (As, Cd, Pb, Zn) trong đất trước khi trồng cây vượt quá QCVN 03:2008 rất nhiều lần. Sau 8 tháng nghiên cứu hàm lượng các KLN (Zn, Cd, Pb, As) trong đất xử lý bằng cây Sậy đều giảm so với ban đầu trước khi trồng cây. Cụ thể như sau: As ban đầu là 143,85ppm xuống còn 9,12ppm giảm 15,77 lần so với ban đầu, Pb từ 1016,49ppm xuống còn 51,28 ppm giảm 19,8 lần, Cd ban đầu là 51,89 ppm xuống còn 15,75ppm giảm 3,3 lần so với trước khi trồng [9]. Tro bay và diatomit được biến tính sau đó đưa vào đất ô nhiễm KLN để khảo sát khả năng hấp phụ Pb2+ và Cd2+ của chúng. Sử dụng vật liệu điều chế cho đất ô nhiễm Cd, Pb cho thấy khả năng làm giảm hàm lượng linh động và trao đổi của những nguyên tố này trong đất. Hiệu suất hấp phụ Pb, Cd trong đất ô nhiễm ở Hưng Yên của vật liệu biến tính từ Diatomit Hòa Lộc cao. Lượng vật liệu bổ sung càng lớn (1-5%) thì hiệu suất hấp phụ càng tăng, hiệu suất hấp phụ đối với Pb tăng từ 19,30% đến 25,64%, với Cd từ 12,75% đến 39,24%. Vật liệu tổng hợp từ tro bay cũng cho hiệu suất hấp phụ cao. Lượng vật liệu bổ sung càng lớn (1-5%) thì hiệu suất hấp phụ càng tăng, hiệu suất hấp phụ đối với Pb tăng từ 2,82% đến 27,18%, với Cd từ 15,44% đến 41,05% [14]. Một biện pháp nhằm làm giảm tính độc của KLN trong đất là sử dụng các chất có khả năng cố định KLN linh động. Nghiên cứu của Bùi Hải An (2010), sử dụng bentonit đã hoạt hóa Na và than bùn Mỹ Đức kết quả thí
17 nghiệm cho thấy khi bổ sung vào đất xám bạc màu trên nền phù sa cổ bị ô nhiễm nhân tạo Pb và Cd ở ba mức, so sánh với mẫu đối chứng, bentonite và than bùn cho hiệu quả cố định cao nhất khi bổ sung 10 tấn/ha. Tuy nhiên kết quả chỉ ở dưới 10%. Bentonit và than bùn thể hiện khả năng cố định tốt nhất khi mức ô nhiễm Cd và Pb ở mức thấp nhất [1]. 2.3.4. Biện pháp xử lý kim loại nặng bằng vật liệu hấp phụ Làm sạch đất ô nhiễm là một quá trình đòi hỏi công nghệ phức tạp và vốn đầu tư cao. Để xử lý đất ô nhiễm người ta thường sử dụng các phương pháp truyền thống như rửa đất, cố định chất ô nhiễm bằng phương pháp hóa học hoặc vật lý, xử lý nhiệt, trao đổi ion, oxy hóa hoặc khử các chất ô nhiễm, đào đất bị ô nhiễm để chuyển đến nơi chôn lấp thích hợp, Hầu hết các phương pháp đó rất tốn kém về kinh phí, giới hạn về kỹ thuật và hạn chế về diện tích. Gần đây, nhiều nhà nghiên cứu đã bắt đầu chú ý đến khả năng hấp phụ của tro bay để loại bỏ KLN trong đất, nước và kết quả cho thấy phương pháp này mang lại hiệu quả cao mà không tốn kém như các phương pháp truyền thống. * Khái niệm: Hấp phụ là sự tích lũy chất trên bề mặt phân cách các pha (khí – rắn, lỏng – rắn, khí – lỏng, lỏng – lỏng) chất có bề mặt, trên đó xảy ra sự hấp phụ được gọi là chất hấp phụ, còn chất được tích lũy trên bề mặt chất hấp phụ gọi là chất bị hấp phụ. Ngược với quá trình hấp phụ là quá trình giải hấp phụ. Đó là quá trình đi ra của chất bị hấp phụ khỏi lớp bề mặt chất hấp phụ. Hiện tượng hấp phụ xảy ra do lực tương tác giữa chất hấp phụ và chất bị hấp phụ. Tùy theo bản chất lực tương tác mà người ta phân biệt hai loại hấp phụ là hấp phụ vật lý và hấp phụ hóa học [8].
18 * Hấp phụ vật lý Các phân tử chất bị hấp phụ liên kết với những tiểu phân (nguyên tử, phân tử, các ion ) ở bề mặt phân chia pha bởi lực liên kết Van Der Walls yếu. Đó là tổng hợp của nhiều loại lực hút khác nhau: tĩnh điện, tán xạ, cảm ứng và lực định hướng. Trong hấp phụ vật lý, các phân tử của chất bị hấp phụ và chất hấp phụ không tạo thành hợp chất hóa học (không hình thành các liên kết hóa học) mà chất bị hấp phụ chỉ bị ngưng tụ trên bề mặt phân chia pha và bị giữ lại trên bề mặt chất hấp phụ. Ở hấp phụ vật lí, nhiệt hấp phụ không lớn [8]. * Hấp phụ hóa học Hấp phụ hóa học xảy ra khi các phân tử chất hấp phụ tạo hợp chất hóa học với các phân tử chất bị hấp phụ. Lực hấp phụ hóa học khi đó là lực liên kết hóa học thông thường (liên kết ion, liên kết cộng hóa trị, liên kết phối trí ). Nhiệt hấp phụ hóa học lớn, có thể đạt tới giá trị 800kJ/mol. Trong thực tế sự phân biệt hấp phụ vật lí và hấp phụ hóa học chỉ là tương đối, vì ranh giới giữa chúng không rõ rệt. Trong một số quá trình hấp phụ xảy ra đồng thời cả hấp phụ vật lí và hấp phụ hóa học [8]. * Hấp phụ trong môi trường nước Trong nước, tương tác giữa một chất hấp phụ và chất bị hấp phụ phức tạp hơn rất nhiều vì trong hệ có ít nhất là ba thành phần gây tương tác: nước, chất hấp phụ và chất bị hấp phụ. Do sự có mặt của dung môi nên trong hệ sẽ xảy ra quá trình hấp phụ cạnh tranh giữa chất bị hấp phụ và dung môi trên bề mặt chất hấp phụ. Cặp nào có tương tác mạnh thì hấp phụ xảy ra cho cặp đó. Tính chọn lọc của cặp tương tác phụ thuộc vào các yếu tố: độ tan của chất bị hấp phụ trong nước, tính ưa hoặc kị nước của chất hấp phụ, mức độ kị nước của các chất bị hấp phụ trong môi trường nước. Trong nước, các ion kim loại bị bao bọc bởi một lớp vỏ các phân tử nước tạo nên các ion bị hidrat hoá. Bán kính (độ lớn) của lớp vỏ hidrat ảnh hưởng nhiều đến khả năng hấp phụ của hệ do lớp vỏ hidrat là yếu tố cản trở
19 tương tác tĩnh điện. Với các ion cùng điện tích thì ion có kích thước lớn sẽ hấp phụ tốt hơn do có độ phân cực lớn hơn và lớp vỏ hidrat nhỏ hơn. Với các ion có điện tích khác nhau, khả năng hấp phụ của các ion có điện tích cao tốt hơn nhiều so với ion có điện tích thấp. Sự hấp phụ trong môi trường nước chịu ảnh hưởng nhiều bởi pH. Sự thay đổi pH không chỉ dẫn đến sự thay đổi về bản chất của chất bị hấp phụ (các chất có tính axit yếu, bazơ yếu hay trung tính phân li khác nhau ở các giá trị pH khác nhau) mà còn làm ảnh hưởng đến các nhóm chức trên bề mặt chất hấp phụ [8]. * Động học hấp phụ Trong môi trường nước, quá trình hấp phụ xảy ra chủ yếu trên bề mặt của chất hấp phụ, vì vậy quá trình động học hấp phụ xảy ra theo một loạt các giai đoạn kế tiếp nhau: - Các chất bị hấp phụ chuyển động tới bề mặt chất hấp phụ - Giai đoạn khuếch tán trong dung dịch. - Phân tử chất bị hấp phụ chuyển động đến bề mặt ngoài của chất hấp phụ chứa các hệ mao quản - Giai đoạn khuếch tán màng. - Chất bị hấp phụ khuếch tán vào bên trong hệ mao quản của chất hấp phụ - Giai đoạn khuếch tán trong mao quản. - Các phân tử chất bị hấp phụ được gắn vào bề mặt chất hấp phụ - Giai đoạn hấp phụ thực sự. Trong tất cả các giai đoạn đó, giai đoạn nào có tốc độ chậm nhất sẽ quyết định hay khống chế chủ yếu toàn bộ quá trình hấp phụ [8]. * Cân bằng hấp phụ - Các phương trình đẳng nhiệt hấp phụ Quá trình hấp phụ là một quá trình thuận nghịch. Các phần tử chất bị hấp phụ khi đã hấp phụ trên bề mặt chất hấp phụ vẫn có thể di chuyển ngược lại pha mang. Theo thời gian, lượng chất bị hấp phụ tích tụ trên bề mặt chất rắn càng nhiều thì tốc độ di chuyển ngược trở lại pha mang càng lớn. Đến một
20 thời điểm nào đó, tốc độ hấp phụ bằng tốc độ giải hấp thì quá trình hấp phụ đạt cân bằng. Một hệ hấp phụ khi đạt đến trạng thái cân bằng, lượng chất bị hấp phụ là một hàm của nhiệt độ, áp suất hoặc nồng độ của chất bị hấp phụ: q = f (T, P hoặc C). Ở nhiệt độ không đổi (T = const), đường biểu diễn sự phụ thuộc của q vào P hoặc C (q = fT(P hoặc C)) được gọi là đường đẳng nhiệt hấp phụ. Đường đẳng nhiệt hấp phụ có thể được xây dựng trên cở sở lý thuyết, kinh nghiệm hoặc bán kinh nghiệm tùy thuộc vào tiền đề, giả thiết, bản chất và kinh nghiệm xử lí số liệu thực nghiệm [8].
21 PHẦN 3 ĐỐI TƯỢNG, NỘI DUNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 3.1. Đối tượng và phạm vi nghiên cứu - Đối tượng nghiên cứu: + Tro xỉ của lò đốt rác thải sinh hoạt được lấy tại lò đốt rác thải sinh hoạt huyện Phú Lương, tỉnh Thái Nguyên. + Tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt được biến tính bằng axit H2SO4 0,05N. Các bước tiến hành như sau: Bước 1. Cho vật liệu vào đĩa sứ, sau đó nhỏ dung dịch biến tính vào vật liệu cho đến khi tạo thành bột nhão. Bước 2. Sấy trên đĩa sứ để biến tính ở nhiệt đô sôi của dung dịch (H2SO4 loãng là 10oC) trong lò sấy ở 100oC bằng tủ sấy ở phòng thí nghiệm Khoa Môi trường trong 2 giờ. Bước 3. Để nguội đến nhiệt độ phòng rồi rửa bằng nước cất đến khi pH = 7. Bước 4. Cuối cùng sấy ở nhiệt độ100oC trong 2 giờ. Sau đó để nguội và nghiền, sàng đến kích thước 0,25mm.Ta thu được tro xỉ biến tính. + Đất bãi thải mỏ chì kẽm làng Hích, xã Văn Lăng, huyện Đồng Hỷ, tỉnh Thái Nguyên - Phạm vi nghiên cứu: Nghiên cứu khả năng hấp phụ Zn trong đất bãi thải mỏ chì kẽm làng Hích của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt. 3.2. Địa điểm và thời gian nghiên cứu - Địa điểm nghiên cứu: Phòng Thí nghiệm Khoa Môi trường, trường Đại học Nông Lâm - Thời gian nghiên cứu: Từ tháng 6/2019 đến tháng 11/2019 3.3. Nội dung nghiên cứu - Nghiên cứu thành phần, tính chất của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt và tro được biến tính bằng axit H2SO4 0,05N.
22 - Thử nghiệm khả năng hấp phụ kim loại Zn của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt, tro xỉ được biến tính bằng axit H2SO4. 3.4. Phương pháp nghiên cứu 3.4.1. Phương pháp kế thừa Kế thừa các số liệu về ô nhiễm kim loại nặng trong đất sau khai thác khoáng sản và các biện pháp xử lý của các tài liệu trong và ngoài nước. 3.4.2. Phương pháp thiết kế thí nghiệm Để nghiên cứu khả năng hấp phụ Zn của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt, đất tại bãi thải cũ ở mỏ chì kẽm làng Hích được lấy với khối lượng lớn (5 kg) ở độ sâu tới 20cm và vận chuyển về phòng thí nghiệm. Sau đó, khối lượng đất này được phơi khô trong điều kiện nhiệt độ phòng thí nghiệm trong 1 tuần để mất hết nước và không làm thay đổi tính chất. Sau khi phơi khô, đất được giã và rây qua rây 1mm. Sau đó đất này được sử dụng cho thí nghiệm với 9 công thức thí nghiệm 3 lần nhắc lại, thí nghiệm được bố trí theo kiểu hoàn toàn ngẫu nhiên: Bảng 3.1. Công thức thí nghiệm Công thức TT Mô tả thí nghiệm 1 ĐC 100% đất 2 B5 5% Tro biến tính bằng axit H2SO4 + 95% đất 3 B10 10% Tro biến tính bằng axit H2SO4 + 90% đất 4 B15 15% Tro biến tính bằng axit H2SO4 + 85% đất 5 B20 20% Tro biến tính bằng axit H2SO4 + 80% đất 6 T5 5% Tro thường + 95% đất 7 T10 10% Tro thường + 90% đất 8 T15 15% Tro thường + 85% đất 9 T20 20% Tro thường + 80% đất
23 * Các bước tiến hành thí nghiệm như sau: Bước 1: Trộn VLHP với đất; có 2 VLHP (1 biến tính, 1 thường) Cân 40g đất ô nhiễm Pb, Zn trộn lần lượt với 2 VLHP với tỉ lệ 0%, 5%, 10%, 15%, 20% (cân tương ứng tỷ lệ: 0g, 2g, 4g, 6g, 8g trên cân kĩ thuật) với số lần lặp cho từng tỉ lệ là 3 lần, đựng vào túi nilon đã ghi nhãn. Bước 2: Ủ hỗn hợp VLHP với đất Trộn đều hỗn hợp mới cân với nước cất 2 lần để đưa hỗn hợp thí nghiệm về độ trữ ẩm bão hòa. Rồi tiến hành ủ các thí nghiệm trong khoảng thời gian 1h, 2h, 4h, 8h. Bước 3: Triết dung dịch Cân 2 g đất cho vào cốc hoặc bình thủy tinh, sau đó hút chính xác 50 mL dung dịch 1M NH4OAc đã pha ở pH = 7 vào bình chứa đất và để 2 giờ ở nhiệt độ phòng. Sau 2 giờ lọc lấy dung dịch để mang đi đo hàm lượng Zn di động. * Chỉ tiêu và phương pháp theo dõi: Đề tài tiến hành theo dõi khả năng cố định Zn di động trong đất của 2 loại vật liệu hấp phụ 3.4.3. Phương pháp phân tích Zn di động được phân tích bằng máy quang phổ hấp phụ AAS của Trường Đại học Khoa học, Đại học Thái Nguyên. 3.4.4. Phương pháp xử lí số liệu Các kết quả phân tích của mẫu thí nghiệm được xử lý bằng phần mềm SAS để kiểm tra sự khác biệt giữa các công thức thí nghiệm về hàm lượng Zn di động trong đất.
24 PHẦN 4 KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN 4.1. Thành phần, tính chất của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt Trong quá trình thực hiện đề tài, em đã tiến hành phân tích mẫu tro xỉ của lò đốt rác thải sinh hoạt, kết quả phân tích được thể hiện tại bảng sau: Bảng 4.1. Kết quả phân tích một số đặc điểm của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt Kết quả phân tích TT Chỉ tiêu Đơn vị tính Tro thường Tro biến tính 1 pHKCl - 8,38 8,25 2 EC mS/cm 128,80 19,84 3 Nts % 0,06 0,07 4 P2O5 ts % 0,49 0,56 5 Zn mg/kg 2,69 2,58 6 Zn di động mg/kg - - Qua bảng 4.1 cho thấy: Tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt có tính kiềm, pH cao. Tro thường có pH = 8,38 và tro được biến tính bằng axit H2SO4 có pH = 8,25. Độ dẫn điện của Tro xỉ cao (128,8 mS/cm), tro biến tính thấp hơn (19,84 mS/cm). Hàm lượng Nitơ tổng số là 0,06 - 0,07% . Theo thang phân loại đánh giá phân loại nitơ trong đất thì tro xỉ nghèo Nitơ. Hàm lượng Lân tổng số là 0,49 - 0,56%. Theo thang phân loại đánh giá phân loại lân trong đất thì tro xỉ giàu lân.
25 Hàm lượng kim loại Zn rất nhỏ, Zn bằng 2,58 - 2,69 mg/kg. Hàm lượng Zn độc hại này là rất thấp nếu so sánh với tiêu chuẩn Việt Nam về hàm lượng kim loại nặng trong đất. 4.2. Hiện trạng môi trường đất bãi thải mỏ chì kẽm làng Hích Quá trình thực hiện đề tài, em đã sử dụng tro xỉ để hấp phụ Zn trong đất bãi thải mỏ chì kẽm làng Hích. Trước khi thực hiện thí nghiệm, em đã tiến hành phân tích đánh giá một số đặc điểm của đất bãi thải mỏ chì kẽm làng Hích, kết quả thể hiện tại bảng sau: Bảng 4.2. Kết quả phân tích một số chỉ tiêu trong đất bãi thải mỏ chì kẽm làng Hích QCVN 03:2015 TT Chỉ tiêu Đơn vị tính Kết quả phân tích (Đất nông nghiệp) 1 pHKCl - 7,04 - 2 EC mS/cm 0,95 - 3 Nts % 0,01 - 4 P2O5 ts % 0,08 - 5 Zn mg/kg 1061,60 200 6 Zn di động mg/kg 58,61 - Qua bảng 4.2 cho thấy: Đất bãi thải mỏ chì kẽm làng Hích có pH trung tính, có độ dẫn điện EC và chất dinh dưỡng (Nitơ, Photpho) thấp. Hàm lượng Zn tổng số trong đất rất cao, đến 1061 mg/kg. Hàm lượng kim Zn cao hơn giới hạn cho phép trong Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về giới hạn cho phép của kim loại nặng trong đất của Việt Nam (đất sử dụng cho đất nông nghiệp) (QCVN 03- MT: 2015/BTNMT) là 4,3 lần. Hàm lượng Zn di động trong đất cũng rất cao 58,61 mg/kg. Lượng kẽm di động này không được cố định thì rất dễ chuyển hóa trong môi trường, từ
26 môi trường đất di chuyển vào môi trường nước mặt, nước ngầm, tích lũy trong sinh vật, gây tác động xấu đến sinh vật và con người. 4.3. Thử nghiệm khả năng hấp phụ kim loại Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt. 4.3.1. Kết quả hấp phụ Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 1 giờ thí nghiệm Ảnh hưởng của tỷ lệ trộn giữa các vật liệu (tro đốt rác thải sinh hoạt và tro biến tính bằng axit H2SO4) và đất được thực hiện với thời gian hấp phụ cố định là 1h. Tỷ lệ phối trộn (g tro /g đất) là: 5%, 10%, 15%, 20%. Kết quả được thể hiện tại bảng sau: Bảng 4.3. Kết quả hấp phụ Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 1 giờ thí nghiệm Công thức Đầu vào Sau 1 h Hiệu suất thí nghiệm (mg/kg) (mg/kg) (%) ĐC 44,704 ± 0,938a 23,73 B5 39,265 ± 1,721b 33,01 B10 27,048 ± 0,878d 53,85 B15 24,080 ± 1,888e 58,91 B20 58,61 14,717 ± 0,665g 74,89 T5 39,380 ± 2,371b 32,81 T10 31,501 ± 1,913c 46,25 T15 30,700 ± 0,423c 47,62 T20 21,003 ± 1,408f 64,16 LSD05 2,5611 Ghi chú: Giá trị trung bình ± S.D., n = 3; các giá trị trung bình của các chữ cái thể hiện sự khác nhau trong cùng một cột đáng kể ở mức xác suất thống kê 5%.
27 70 60 mg/kg 50 40 Đầu vào 30 Sau 1 h 20 10 0 ĐC B5 B10 B15 B20 T5 T10 T15 T20 Công thức thí nghiệm Hình 4.1. Biểu đồ kết quả hấp phụ Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 1 giờ thí nghiệm Qua bảng 4.3 và hình 4.1, sau thời gian 1h, ta thấy tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt có khả năng hấp phụ Zn di động trong đất tốt và hiệu suất hấp phụ Zn di động của các vật liệu đều tăng dần theo tỷ lệ trộn tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt vào đất. Kết quả hấp phụ đạt cao nhất tại công thức phối trộn tro xỉ biến tính với tỷ lệ 20%, hàm lượng di động trong đất giảm từ 58,61 mg/kg xuống còn 14,717 mg/kg. Từ bảng 4.3 ta thấy, với các tỷ lệ trộn tro thường vào đất 5%, 10%, 15%, 20%, sau 1h hiệu suất hấp phụ Zn di động lần lượt là: 32,81%, 46,25%, 47,62%, 64,16%. Hiệu suất hấp phụ Zn di động đạt thấp nhất với tỷ lệ phối trộn 5%và tỷ lệ phối trộn 15% và 20% cho hiệu suất hấp phụ cao hơn. Tro được biến tính bằng H2SO4 có khả năng hấp phụ Zn di động cao hơn tro thường. Đồng thời, hiệu suất hấp phụ cũng tăng dần theo tỷ lệ trộn tro được biến tính bằng H2SO4 vào đất. Khi tăng tỷ lệ trộn từ 5% - 20% thì hiệu suất hấp phụ tăng từ 33,01% lên 74,89%.
28 Như vậy, sau thời gian hấp phụ cố định 1h có thể thấy, tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt có khả năng cố định Zn di động trong đất sau khai thác khoáng sản và tỷ lệ trộn các vật liệu tro xỉ đốt rác thải sinh hoạt, tro biến tính vào đất ảnh hưởng lớn tới hiệu suất hấp phụ. Hiệu suất hấp phụ tăng dần theo tỷ lệ trộn các loại vật liệu vào đất và tỷ lệ trộn cho hiệu suất hấp phụ cao nhất của tất cả các vật liệu đều ở tỷ lệ trộn 20%. 4.3.2. Kết quả hấp phụ Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 2 giờ thí nghiệm Kết quả nghiên cứu ảnh hưởng của tỷ lệ trộn đến hiệu quả hấp phụ Zn di động trong đất sau 2h thí nghiệm được thể hiện tại bảng sau: Bảng 4.4. Kết quả hấp phụ Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 2 giờ thí nghiệm Công thức Đầu vào Sau 2 h Hiệu suất thí nghiệm (mg/kg) (mg/kg) (%) ĐC 41,260 ± 1,597a 29,60 B5 38,641 ± 1,834a 34,07 B10 25,970 ± 2,855c 55,69 B15 23,606 ± 3,485dc 59,72 B20 58,61 13,035 ± 0,845e 77,76 T5 39,471 ± 1,434a 32,65 T10 32,412 ± 1,099b 44,70 T15 29,590 ± 1,486b 49,51 T20 21,679 ± 2,153d 63,01 LSD05 3,3903 Ghi chú: Giá trị trung bình ± S.D., n = 3; các giá trị trung bình của các chữ cái thể hiện sự khác nhau trong cùng một cột đáng kể ở mức xác suất thống kê 5%.
29 70 60 mg/kg 50 40 30 Đầu vào Sau 2 h 20 10 0 ĐC B5 B10 B15 B20 T5 T10 T15 T20 Công thức thí nghiệm Hình 4.2. Biểu đồ kết quả hấp phụ Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 2 giờ thí nghiệm Qua hình bảng 4.4 và hình 4.2, ta thấy: Sau 2h, khả năng cố định Zn di động trong đất của tro biến tính cao hơn tro thường. Tro biến tính đạt hiệu suất từ 34,07 - 77,76%. Tro thường hiệu suất xử lý đạt từ 32,65 - 63,01%. Theo tỷ lệ phối trộn, từ tỷ lệ phối trộn 10% vật liệu trở lên mới đem lại sai khác có ý nghĩa giữa các công thức thí nghiệm với độ tin cậy 5%, có nghĩa rằng với các công thức có tỷ lệ phối trộn từ 10% vật liệu trở lên mới có khả năng cố định Zn di động trong đất. Kết quả sau 2h, khả năng cố định Zn di động đạt cao nhất tại công thức B20 (hàm lượng Zn di động giảm từ 58,61 mg/kg xuống còn 13,975 mg/kg), tiếp đến là công thức T20 (hàm lượng Zn di động giảm từ 58,61 mg/kg xuống còn 19,912 mg/kg). Và khả năng cố định Zn di động đạt thấp nhất là tại công thức T5 (hàm lượng Zn di động giảm từ 58,61 mg/kg xuống còn 34,438 mg/kg).
30 4.3.3. Kết quả hấp phụ Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 4 giờ thí nghiệm Kết quả theo dõi khả năng cố định Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 4 giờ thí nghiệm được thể hiện tại bảng sau: Bảng 4.5. Kết quả hấp phụ Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 4 giờ thí nghiệm Công thức Đầu vào Sau 4 h Hiệu suất thí nghiệm (mg/kg) (mg/kg) (%) ĐC 35,992 ± 1,611a 38,59 B5 35,292 ± 3,625a 39,79 B10 25,953 ± 1,598d 55,72 B15 22,240 ± 0,820e 62,05 B20 58,61 13,975 ± 1,069f 76,16 T5 34,438 ± 0,512ab 41,24 T10 31,371 ± 0,692bc 46,48 T15 29,501 ± 1,973c 49,67 T20 19,912 ± 2,190e 66,03 LSD05 3,1075 Ghi chú: Giá trị trung bình ± S.D., n = 3; các giá trị trung bình của các chữ cái thể hiện sự khác nhau trong cùng một cột đáng kể ở mức xác suất thống kê 5%. Qua bảng 4.5, ta thấy: Tro tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt có khả năng xử lý Zn di động trong đất sau khai thác khoáng sản tốt và tỷ lệ trộn tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt vào đất sau thời gian 4h cũng ảnh hưởng nhiều đến hiệu suất hấp phụ.
31 80 76,16 70 66,03 62,05 60 55,72 Hiệu Hiệu (%)suất 49,67 50 46,48 39,79 41,24 40 38,59 30 20 10 0 ĐC B5 B10 B15 B20 T5 T10 T15 T20 Công thức thí nghiệm Hình 4.3. Biểu đồ hiệu suất cố định Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 4 giờ thí nghiệm Với các tỷ lệ trộn tro thường vào đất 5%, 10%, 15%, 20%, sau 4h hiệu suất hấp phụ Zn di động của tro thường tăng dần theo tỷ lệ trộn, lần lượt là: 41,24%, 46,48%, 49,67%, 66,03%. Như vậy, tỷ lệ phối trộn 20% cho hiệu suất hấp phụ cao nhất, tỷ lệ 5% hiệu suất hấp phụ thấp nhất. Tro biến tính, hiệu suất hấp phụ đạt lần lượt là 39,79%, 55,72%, 62,05%, và 76, 16%. Qua bảng 4.5 ta cũng thấy được hiệu suất hấp phụ Zn di động trong đất của tro được biến tính đều cao hơn hiệu suất hấp phụ Zn di động của tro thường chưa biến tính. Cụ thể, cùng với tỷ lệ phối trộn là 20%, hiệu suất hấp phụ Zn di động của tro biến tính 76,16%, trong khi tro thường chỉ đạt 66,03%. Và qua bảng ta cũng thấy, sau 4 giờ thí nghiệm, tỷ lệ phối trộn vật liệu với đất phải từ 10% trở lên thì các vật liệu mới có hiệu quả trong việc cố định Zn di động.
32 4.3.4. Kết quả hấp phụ Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 8 giờ thí nghiệm Kết quả theo dõi khả năng cố định Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 8 giờ phối trộn tro xỉ và đất bãi thải mỏ chì kẽm làng Hích được thể hiện tại bảng sau: Bảng 4.6. Kết quả hấp phụ Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 8 giờ thí nghiệm Công thức Đầu vào Sau 8 h Hiệu suất thí nghiệm (mg/kg) (mg/kg) (%) ĐC 32,787 ± 0,460a 44,06 B5 31,904 ± 0,671ab 45,57 B10 25,611 ± 2,508c 56,30 B15 22,200 ± 2,048d 62,12 B20 58,61 11,143 ± 1,473e 80,99 T5 32,716 ± 0,866a 44,18 T10 31,073 ± 1,676ab 46,98 T15 29,181 ± 2,380b 50,21 T20 19,575 ± 0,545d 66,60 LSD05 2,7326 Ghi chú: Giá trị trung bình ± S.D., n = 3; các giá trị trung bình của các chữ cái thể hiện sự khác nhau trong cùng một cột đáng kể ở mức xác suất thống kê 5%. Qua bảng 4.6 cho thấy, tro xỉ có khả năng cố định Zn di động trong đất. Khả năng cố định cao nhất là ở công thức B20, đạt 80,99%. Tiếp đến là công thức T20 đạt 66,60%.
33 90 80,99 80 70 66,6 62,12 60 56,3 Hiệu Hiệu (%)suất 50,21 45,57 46,98 50 44,18 44,06 40 30 20 10 0 ĐC B5 B10 B15 B20 T5 T10 T15 T20 Công thức thí nghiệm Hình 4.4. Biểu đồ hiệu suất xử lý Zn di động trong đất của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt sau 8 giờ thí nghiệm Với tro biến tính: hiệu suất hấp phụ Zn di động của tro biến tăng dần theo tỷ lệ trộn, lần lượt là: 45,57%, 56,3%, 62,12%, 80,99% và thực sự có ý nghĩa với tỷ lệ trộn 10%, 15% và 20%. Với tỷ lệ phối trộn 5%, kết quả cho thấy sai khác giữa công thức 5% với công thức đối chứng là sai khác không có ý nghĩa. Với tro thường: hiệu suất hấp phụ Zn di động cũng tăng dần theo tỷ lệ trộn, lần lượt là 44,18%, 46,98%, 50,21% và 66,6%. Tro thường chỉ cho kết quả hấp phụ Zn di động có ý nghĩa với tỷ lệ phối trộn 15% và 20%. Qua biểu đồ ta cũng thấy được hiệu suất hấp phụ Zn di động trong đất của tro được biến tính cao hơn hiệu suất hấp phụ Zn di động của tro thường. 4.3.5. Tổng hợp kết quả hấp phụ Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt Tổng hợp toàn bộ quá trình theo dõi thí nghiệm cố định Zn di động trong đất sau 1h, 2h, 4h và 8h thí nghiệm được thể hiện tại bảng sau:
34 Bảng 4.7. Tổng hợp kết quả hấp phụ Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt Công thức Đầu vào Sau 1 h Sau 2 h Sau 4 h Sau 8 h thí nghiệm (mg/kg) (mg/kg) (mg/kg) (mg/kg) (mg/kg) ĐC 44,704 ± 0,938a 41,260 ± 1,597a 35,992 ± 1,611a 32,787 ± 0,460a B5 39,265 ± 1,721b 38,641 ± 1,834a 35,292 ± 3,625a 31,904 ± 0,671ab B10 27,048 ± 0,878d 25,970 ± 2,855c 25,953 ± 1,598d 25,611 ± 2,508c B15 24,080 ± 1,888e 23,606 ± 3,485dc 22,240 ± 0,820e 22,200 ± 2,048d B20 58,61 14,717 ± 0,665g 13,035 ± 0,845e 13,975 ± 1,069f 11,143 ± 1,473e T5 39,380 ± 2,371b 39,471 ± 1,434a 34,438 ± 0,512ab 32,716 ± 0,866a T10 31,501 ± 1,913c 32,412 ± 1,099b 31,371 ± 0,692bc 31,073 ± 1,676ab T15 30,700 ± 0,423c 29,590 ± 1,486b 29,501 ± 1,973c 29,181 ± 2,380b T20 21,003 ± 1,408f 21,679 ± 2,153d 19,912 ± 2,190e 19,575 ± 0,545d LSD05 2,5611 3,3903 3,1075 2,7326 Ghi chú: Giá trị trung bình ± S.D., n = 3; các giá trị trung bình của các chữ cái thể hiện sự khác nhau trong cùng một cột đáng kể ở mức xác suất thống kê 5%.
35 90 80 70 60 Hiệu suất( %) Hiệusuất( 50 40 30 20 10 0 Sau 1 h Sau 2 h Sau 4 h Sau 8 h ĐC B5 B10 B15 B20 T5 T10 T15 T20 Hình 4.5. Biểu đồ hiệu suất xử lý Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt Qua kết quả thí nghiệm được thể hiện tại bảng 4.7 và hình 4.5 ta thấy: Tỷ lệ phối trộn tương quan thuận với hiệu quả xử lý Zn di động trong đất của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt. Hiệu quả xử lý Zn di động đạt từ 32,65% đến 80,99%. Đạt cao nhất ở công thức phối trộn tro biến tính với đất theo tỷ lệ 20%. Theo thời gian nghiên cứu, hiệu quả xử lý Zn di động đạt cao nhất sau 8 tiếng thí nghiệm. Và hiệu quả xử lý Zn di động cũng biến thiên theo thời gian nghiên cứu. Tuy nhiên sự biến thiên này chưa rõ theo chiều tăng hay giảm theo thời gian. Cụ thể như tại các công thức: B5, B10, B15, T15 và T20, hiệu quả xử lý Zn di động tăng theo thời gian xử lý và đạt hiệu quả xử lý cao nhất sau 8h thí nghiệm. Còn các công thức B20, T5 và T10, hiệu quả xử lý lên xuống thất thường. Qua đó, ta thấy thời gian bố trí thí nghiệm 8 tiếng là quá ngắn để xác định khoảng thời gian hấp phụ Zn di động tốt nhất của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt.
36 Phần 5 KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ 5.1. Kết luận Sau thời gian nghiên cứu đề tài đưa ra một số kết luận sau: 1. Tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt có tính kiềm, nghèo nitơ, giàu lân, hàm lượng kim loại Zn rất nhỏ, Zn bằng 2,58 - 2,69 mg/kg. 2. Đất mỏ chì kẽm làng Hích có pH trung tính, độ dẫn điện thấp, nghèo chất dinh dưỡng, có hàm lượng Zn tổng số vượt QCVN 4,3 lần. Hàm lượng Zn di động cao, đạt 58,61 mg/kg. 3. Kết quả nghiên cứu khả năng hấp phụ Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt thì: - Tro biến tính có khả năng cố định Zn di động cao hơn tro thường. - Tỷ lệ phối trộn tỷ lệ thuận với hiệu quả xử lý Zn di động của tro xỉ lò đốt rác thải sinh hoạt. Hiệu quả xử lý Zn di động đạt cao nhất tại công thức B20, đạt 80,99%. - Theo thời gian nghiên cứu, hiệu xử lý Zn di động đạt cao nhất sau 8 giờ bố trí thí nghiệm. 5.2. Kiến nghị Tuy nhiên theo kết quả nghiên cứu của các tài liệu trong và ngoài nước, quá trình hấp phụ còn bị ảnh hưởng bởi các yếu tố như thời gian, độ pH, nồng độ ion kim loại nặng và đặc biệt là các yếu tố môi trường xung quanh. Vì vậy trong khuôn khổ của đề tài, do thời gian và kinh phí có hạn, tác giả vẫn chưa thể đánh giá đầy đủ hết các yếu tố ảnh hưởng đến khả năng hấp phụ của vật liệu, do đó cần có nhiều nghiên cứu sâu hơn nữa về vấn đề này để đánh giá đầy đủ các yếu tố ảnh hưởng.
37 TÀI LIỆU THAM KHẢO Tiếng Việt 1. Bùi Hải An (2010), “Nghiên cứu khả năng hấp phụ Cadimi và chì trong đất của bentonite và than bùn”, luận văn thạc sỹ Khoa học, trường Đại học Khoa học Tự Nhiên – Đại học Quốc gia Hà Nội. 2. Trần Văn Bình (2014), “Nghiên cứu sự tích lũy kim loại nặng (Pb, As) trong đất và trong một số loài giun đất ở khu Kinh Tế Mở Chu Lai - Huyện Núi Thành- Tỉnh Quảng Nam”. 3. Trần Thị Dung (2014), “Đánh giá hiện trạng và đề xuất phương án xử lý ô nhiễm chì trong đất tại làng nghề tái chế chì thôn Đông Mai, xã Chỉ Đạo, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên, luận văn thạc sỹ khoa học”. 4. Lê Đức (2004), Một số phương pháp phân tích môi trường, NXB ĐHQG Hà Nội, Hà Nội. 5. Lương Như Hải (2015), “Nghiên cứu ứng dụng tro bay làm chất độn gia cường cho vật liệu cao su và cao su Blend”, luận án tiến sỹ hóa học. 6. Nguyễn Ngọc Hương (2015), “Nghiên cứu khả năng hấp phụ các ion Hg2+ và Cd2+ của tro bay”, khóa luận tốt ngiệp – trường đại học Sư phạm Hà Nội 2. 7. Đỗ Quang Huy và cộng sự (2007), “Chế tạo vật liệu hấp phụ từ tro than bay sử dụng trong phân tích môi trường”, tạp chí Khoa học Đại học Quốc gia Hà Nội, 23 (2007) 160 – 165. 8. Ngô Ngọc Linh (2015), “Nghiên cứu sử dụng một số vật liệu tự nhiên để hấp phụ kim loại nặng trong đất sau khai thác khoáng sản”, khóa luận tốt nghiệp – trường Đại học Khoa Học. 9. Trần Thị Phả (2014), “Nghiên cứu khả năng hấp phụ một số kim loại nặng (As, Pb, Cd, Zn) trong đất của cây sậy (phramites australis) và ứng dụng xử lý đất bị ô nhiễm kim loại nặng sau khai thác khoáng sản tại tỉnh Thái Nguyên”, luận án tiến sỹ Môi trường đất và nước.
38 10. Nguyễn Thị Thu và cộng sự (2011), “Chuyển hóa tro bay Phả Lại thành dạng zeolit định hướng xử lý chất thải gây ô nhiễm”. 11. Nguyễn Thị Thúy (2011), “Nghiên cứu ảnh hưởng của chế phẩm vi sinh vật đến hàm lượng dễ tiêu của các kim loại nặng Cu, Zn, Pb trong đất bị ô nhiễm” luận văn thạc sỹ nông nghiệp. 12. Đinh Văn Tôn (2008), “Ô nhiễm môi trường trong hoạt động khai thác khoáng sản”, viện khoa học và công nghệ mỏ luyện kim. 13. Nguyễn Thị Việt Trà (2012), “Đánh giá ảnh hưởng và đề xuất biện pháp giảm thiểu ô nhiễm môi trường tại xí nghiệp thiếc Đại Từ, tỉnh Thái Nguyên”, Luận văn thạc sĩ Khoa học môi trường, Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Hà Nội. 14. Nguyễn Thị Quỳnh Trang (2011), “Nghiên cứu khả năng hấp phụ Cadimi và Chì trong đất ô nhiễm bằng vật liệu có nguồn gốc tự nhiên”, khóa luận tốt nghiệp – trường Đại học Khoa học Tự Nhiên – Đại học Quốc gia Hà Nội. 15. Viện Chiến lược Chính sách Tài nguyên và Môi trường (2007), “Điều tra, khảo sát hiện trạng khai thác tài nguyên khoáng sản và tài nguyên nước”. Tài liệu Tiếng Anh 16. Aiguo Liu and Richard D. Gonzalez, Adsorption/Desorption in a System Consisting of Humic Acid, Heavy Metals, and Clay Minerals (1999), Journal of Colloid and Interface Science 218, pp225–232. 17. Bieby Voijant Tangahu, Siti Rozaimah Sheikh Abdullah, Hassan Basri, Mushrifah Idris, Nurina Anuar and MuhammadMukhlisin (2011), “A Review on HeavyMetals (As, Pb, and Hg) Uptake by Plants through Phytoremediation”, Hindawi Publishing Corporation International Journal of Chemical Engineering. 18. Blacksmith Institute, The World’s Worst Polluted Places, New York, 2007.
39 19. Chan, K.Y., van Zweiten, L., Meszaros, I., Downie, A., Joseph, S. (2007), Assessing the agronomic values of contrasting char materials on Australian hardsetting soil. In: Proceedings of the Conference of the International Agrichar Initiative, 30 April–2 May, Terrigal, NSW, Australia. 20. Channey R. et al. (1997), "Phytoremediation of soil metals", Current Opinion in Biotechnology 1997, 8: 279-284. 21. Dasmahapatra G. P., Pal T. K., Bhadra A. K., Bhattacharya B., Studies on separation characteristics of hexavalent chromium from aqueous solution by fly ash, Separation science and technology, 1996, 31 (14), 2001-2009. 22. Emsley, John (2007), “Zinc”. Nature's Building Blocks: An A-Z Guide to the Elements. Oxford, England, UK: Oxford University Press. tr. 499– 505. ISBN 0-19-850340-7, 2007. 23. Elbana,T. A.(2013), “Transport and adsorption - desorption of heavy metals in different soils”, no. May, 2013.