Khoá luận tốt nghiệp Đại học: 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 trại tố thế giới

3.584- 143.813 695 -3.082 7-626 6 As

2,2- 20 1,32 0,75 0,35 Cd

30-749 36- 89 13-673 30 Cu

125 – 50.803 63- 428 23-290 35 Pb

580- 7541 115 – 795 63-110 90 Zn

0,09- 1,01 0,19- 0,55 0,09-4,90 0,06 Hg

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

2311,36

321,98

34,38

185,49

Đ1

Mỏ chì -

2011,52

1987,89

342,80

318,67

32,82

29,46

176,70

204,17

kẽm Cuội

Đ2

Nắc

291,24

Đ3

1640,80

21,18

250,31

340,56

Đ4

1871,12

24,96

114,39

Mỏ titan

189,92

Đ5

1284,80

18,24

141,75

Cây Châm

1523,94

277,04

25,01

183,30

351,68

Đ6

1137,12

30,48

256,12

1

225,98

Đ7

1802,72

26,34

220,94

375,68

Đ8

1632,96

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

174,84

Đ10

2038,72

31,44

404,01

1566,89

Đ11

1147,22

6,81

53,64

Mỏ titan

Cây Châm

Đ12

1510,87

1471,94

718,23

1365,21

2,99

5,16

154,80

109,83

2

1810,52

Đ13

1757,73

5,69

121,05

1293,62

Đ14

1432,98

4,64

61,20

Mỏ chì -

kẽm Làng

Đ15

1085,40

1574,03

1016,24

1149,26

5,76

4,40

122,40

104,55

Hích

2,79

130,05

Đ16

2203,71

1137,93

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

TT Mô tả Công thức thí nghiệm

ĐC 1 100% đất

B5 2 5% Tro biến tính bằng axit H2SO4 + 95% đất

B10 3 10% Tro biến tính bằng axit H2SO4 + 90% đất

B15 4 15% Tro biến tính bằng axit H2SO4 + 85% đất

B20 5 20% Tro biến tính bằng axit H2SO4 + 80% đất

T5 6 5% Tro thường + 95% đất

T10 7 10% Tro thường + 90% đất

T15 8 15% Tro thường + 85% đất

T20 9 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

pHKCl

1 - 8,38 8,25

2 EC mS/cm 128,80 19,84

3 % 0,06 0,07 Nts

4 % 0,49 0,56 P2O5 ts

5 Zn mg/kg 2,69 2,58

6 Zn di động mg/kg - -

Qua bảng 4.1 cho thấy:

có pH = 8,25.

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

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

TT Chỉ tiêu Đơn vị tính Kết quả phân tích

QCVN 03:2015 (Đất nông nghiệp) - 7,04 1 - pHKCl

0,95 - 2 EC mS/cm

0,01 - 3 % Nts

0,08 - 4 % P2O5 ts

1061,60 200 5 Zn mg/kg

58,61 - 6 Zn di động mg/kg

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 thí nghiệm Đầu vào (mg/kg) Hiệu suất (%)

Sau 1 h (mg/kg) 44,704 ± 0,938a ĐC 23,73

39,265 ± 1,721b B5 33,01

27,048 ± 0,878d B10 53,85

24,080 ± 1,888e B15 58,91

58,61 14,717 ± 0,665g B20 74,89

39,380 ± 2,371b T5 32,81

31,501 ± 1,913c T10 46,25

30,700 ± 0,423c T15 47,62

21,003 ± 1,408f T20 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

g k / g m

60 50

Đầu vào

Sau 1 h

40

30 20

0

ĐC

B5

B10

B15

B20

T5

T10

T15

T20

10

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 thí nghiệm Đầu vào (mg/kg) Hiệu suất (%)

Sau 2 h (mg/kg) 41,260 ± 1,597a ĐC 29,60

38,641 ± 1,834a B5 34,07

25,970 ± 2,855c B10 55,69

23,606 ± 3,485dc B15 59,72

58,61 13,035 ± 0,845e B20 77,76

39,471 ± 1,434a T5 32,65

32,412 ± 1,099b T10 44,70

29,590 ± 1,486b T15 49,51

21,679 ± 2,153d T20 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

g k / g m

Đầu vào

Sau 2 h

0

ĐC

B5

B10

B15

B20

T5

T10

T20

70 60 50 40 30 20 10

T15 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)

(%)

35,992 ± 1,611a

38,59

ĐC

35,292 ± 3,625a

39,79

B5

25,953 ± 1,598d

55,72

B10

22,240 ± 0,820e

62,05

B15

58,61

13,975 ± 1,069f

76,16

B20

34,438 ± 0,512ab

41,24

T5

31,371 ± 0,692bc

46,48

T10

29,501 ± 1,973c

49,67

T15

19,912 ± 2,190e

66,03

T20

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

76,16

80

)

%

66,03

62,05

i

55,72

( t ấ u s u ệ H

49,67

46,48

39,79

41,24

38,59

20

70 60 50 40 30

0

ĐC

B5

B10

B15

B20

T5

T10

T15

T20

10

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

58,61 B20 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

66,6

70

62,12

%

i

56,3

60

( t ấ u s u ệ H

50,21

46,98

45,57

50

44,18

44,06

40

30

20

10

0

ĐC

B5

B10

B15

B20

T5

T10

T20

T15 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

58,61 B20 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

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

LSD05 2,5611 3,3903 3,1075 2,7326

một cột đáng kể ở mức xác suất thống kê 5%.

35

90

)

80

%

70

60

( t ấ u s u ệ i H

50

40

30

20

10

0

Sau 1 h

Sau 2 h

Sau 4 h

Sau 8 h

ĐC

B5

B10

B15

T5

T10

T15

T20

B20

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.