intTypePromotion=3

Luận văn Thạc sĩ Khoa học: Nghiên cứu ảnh hưởng của khoáng chất bentonit Di Linh biến tính đến phản ứng phân hủy nhiệt policlobiphenyl

Chia sẻ: Na Na | Ngày: | Loại File: DOC | Số trang:78

0
25
lượt xem
1
download

Luận văn Thạc sĩ Khoa học: Nghiên cứu ảnh hưởng của khoáng chất bentonit Di Linh biến tính đến phản ứng phân hủy nhiệt policlobiphenyl

Mô tả tài liệu
  Download Vui lòng tải xuống để xem tài liệu đầy đủ

Mục tiêu của luận văn "Nghiên cứu ảnh hưởng của khoáng chất bentonit Di Linh biến tính đến phản ứng phân hủy nhiệt policlobiphenyl" đánh giá ảnh hưởng của bentonit Di Linh tự nhiên và bentonit Di Linh biến tính đến khả năng phân hủy nhiệt đối với policlobiphenyl.

Chủ đề:
Lưu

Nội dung Text: Luận văn Thạc sĩ Khoa học: Nghiên cứu ảnh hưởng của khoáng chất bentonit Di Linh biến tính đến phản ứng phân hủy nhiệt policlobiphenyl

  1. Luận văn thạc sỹ                               Trường Đại học Khoa học Tự nhiên,  ĐHQGHN                                                                                                          MỞ ĐẦU Polyclobiphenyl (PCBs) là một nhóm các hỗn hợp chất cơ clo. Trươć   đây, PCBs  được sử dụng trong các san phâm nh ̉ ̉ ư thiết bị điện, chất phủ bề  mặt, mực, keo dán, các chất làm chậm bốc cháy, sơn, điện môi trong dầu  biến thế, làm chất pha chế dầu thủy lực trong thiết bị khai thác mỏ. Tất cả  PCBs đều là nhân tạo và có cấu trúc cơ  bản tượng tự  nhau. Chúng được   cấu tạo bởi các nguyên tử các­bon, hyđrô và clo. Các nguyên tử này có khả  năng tạo các liên kết khác nhau nên chúng có thể  tạo ra 209 loai phân t ̣ ử  PCBs vơi m ́ ức độ  độc hại của chúng khác nhau. Thông thường, PCBs rất  bền vững [10]. Điều này giải thích cho sự tồn tại dai dẳng của chúng trong  môi trường. Ở nhiệt độ cao, PCBs có thể cháy và tạo ra các sản phẩm phụ  nguy hiểm như các chất độc dioxin. PCBs không có khuynh hướng bay hơi   hay hoà tan trong nước. Tuy nhiên, chúng hoà tan được trong chất béo và các  chất tương tự. Đó cũng là lý do giải thích vì sao PCBs có thể  hình thành  trong mỡ động vật và tich tu qua ́ ̣  chuỗi thức ăn. PCBs có khả năng gây ung  thư và hàng loạt  ảnh hưởng khác  ở  sinh vật, bao gồm  ảnh hưởng đến hệ  thần kinh, hệ  miễn dịch, hệ  nội tiết, hệ  sinh dục. Ngoài ra, PCBs là chất   rất khó phân hủy bằng sinh, lý hóa học. Vì những ảnh hưởng có thể xảy ra  của chúng đối với sức khoẻ con người và môi trường nên việc sử dụng và  sản xuất PCBs từ năm 1979 đã bị cấm trên toàn thế giới [29, 33].  Tuy nhiên, hiện nay trên thế giới cũng như  ở Việt Nam vẫn còn tồn  lưu một lượng lớn PCBs trong các loại dầu biến thế, sơn, dung môi chế  tạo mực in… Việt Nam, những năm trước ước tính đã nhập khẩu khoảng  30.000 tấn/năm dầu biến thế  từ  Rumani, Trung Quốc, Liên Xô. Hầu như  toàn bộ lượng dầu này chưa được kiểm soát và xử  lý theo tiêu chuẩn chất  Phạm Văn Thế, 2011                               ­ 1                                   Khoa Môi trường
  2. Luận văn thạc sỹ                               Trường Đại học Khoa học Tự nhiên,  ĐHQGHN                                                                                                          thải nguy hại [8]. Đây chính là nguồn gây ô nhiễm chất hữu cơ  khó phân  hủy rất lớn ở nước ta. Trên thế giới đã có nhiều công trình nghiên cứu xử lý PCBs, tuy nhiên  những công nghệ  xử  lý theo quá trình đốt  ở  nhiệt độ  thấp lại tạo ra các   chất độc hơn, còn nếu đốt  ở  nhiệt độ  cao thì rất tốn kém. Vì vậy tìm ra  chất xúc tác để  quá trình phân hủy nhiệt của PCBs  ở  nhiệt độ  thấp mà   không tạo ra các chất độc thứ  cấp đang là vấn đề  rất được quan tâm.  Ở  Việt Nam trước đây đã có một số  đề  tài nghiên cứu về  vấn đề  này. Tuy  nhiên, việc chọn chất xúc tác và chất dùng để biến tính bentonit nhằm nâng  cao hiệu suất phân hủy nhiệt PCBs là một hướng nghiên cứu đang được   quan   tâm.   Xuất   phát   từ   quan   điểm   trên,   chúng   tôi   đã   lựa   chọn   đề   tài  “Nghiên cứu  ảnh hưởng của khoáng chất bentonit Di Linh biến tính  đến phản  ứng phân hủy nhiệt policlobiphenyl”  với hy vọng kết quả  nghiên cứu sẽ  góp phần vào công việc xử lý PCBs nói riêng, cũng như  xử  lý các hợp chất cơ clo bền nói chung ở Việt Nam.   Mục tiêu của luận văn:  Đánh giá  ảnh hưởng của bentonit Di Linh tự  nhiên và bentonit Di  Linh biến tính đến khả năng phân hủy nhiệt đối với policlobiphenyl. Nội dung chính của luận văn + Nghiên cứu đặc tính của bentonit Di Linh tự  nhiên và biến tính  kiềm được tẩm Fe(III) và Cr(III) bằng phổ nhiễu xạ tia X và phổ TPR.  + Nghiên cứu khả năng phân hủy nhiệt policlobiphenyl trên cơ sở sử  dụng SiO2, bentonit Di Linh tự nhiên và biến tính . Phạm Văn Thế, 2011                               ­ 2                                   Khoa Môi trường
  3. Luận văn thạc sỹ                               Trường Đại học Khoa học Tự nhiên,  ĐHQGHN                                                                                                          + Sử  dụng phương pháp phân tích như  sắc ký khí detectơ  khối phổ  và detectơ cộng kết điện tử để phân tích sản phẩm phân hủy. + Đánh giá mối liên hệ  giữa đặc tính vật liệu  ảnh hưởng đến khả  năng phân hủy nhiệt policlobiphenyl. Chương 1 TÔNG QUAN 1.1. Giới thiệu về policlobiphenyl 1.1.1. Định nghĩa                Policlobiphenyl là hỗn hợp chất hữu cơ thơm, có cấu tạo gồm 2 vòng  benzen liên kết với nhau bằng một liên kết carbon­carbon duy nhất, trong  đó các hydro trong nhân benzen được thế bằng nguyên tử clo ở các mức độ  khác nhau [29]. PCBs được điều chế từ diphenyl bằng phương pháp clo hóa   trực tiếp với xúc tác FeCl3. PCBs cũng được hình thành trong xử  lý chất  thải.    1.1.2. Cấu tạo, thành phần và tính chất  1.1.2.1. Cấu tạo  Công thức phân tử: C12H10­nCln với n = 1 10. Công thức cấu tạo tổng quát của PCBs như hình 1. Phạm Văn Thế, 2011                               ­ 3                                   Khoa Môi trường
  4. Luận văn thạc sỹ                               Trường Đại học Khoa học Tự nhiên,  ĐHQGHN                                                                                                          Hình 1. Công thức cấu tạo tổng quát của PCBs  Do có sự  khác nhau về  số  nguyên tử  clo trong phân tử  nên nhóm các  hợp chất PCBs có 10 đồng đẳng khác nhau. Mỗi loại đồng đẳng lại có một   số  xác định các đồng phân. Các đồng phân PCBs có cùng số  nguyên tử  clo  nhưng thế ở các vị trí khác nhau trong các vòng benzen. Các vị trí 2, 2’, 6, 6’   là vị  trí octo, vị  trí 3, 3’, 5, 5’ là vị  trí meta và vị  trí 4, 4’ là vị  trí para. Hai   vòng benzen trong phân tử  PCBs có thể  quay quanh cầu nối liên kết giữa   chúng. Khi hai vòng benzen ở cùng một mặt phẳng, PCBs được gọi là PCBs  đồng phẳng. Độ đồng phẳng phụ thuộc nhiều vào số nguyên tử Cl ở vị trí  octo. Sự  thay thế  các nguyên tử  H  ở  vị  trí octo bằng các nguyên tử  Cl sẽ  làm cho vòng benzen quay khỏi vị trí ban đầu. Vòng benzen có thể quay một   góc 900 so với vòng benzen còn lại.  Năm 1980, các chất trong họ PCBs đã được Ballschmiter và Zell sắp  xếp, phân loại theo số thứ tự từ 1 đến 209 theo quy tắc IUPAC.  1.1.2.2. Tính chất của PCBs PCBs tan ít trong nước, có điện trở lớn, hằng số điện môi cao. PCBs   có áp suất hơi thấp  ở  nhiệt độ  thường. PCBs có tính bền nhiệt cao, bền   vững với cả  các axit, bazơ, cũng như  bền khi  ở  các điều kiện oxi hóa và  thủy phân trong sản xuất công nghiệp. Do có tính bền nhiệt rất cao nên  PCBs được  ứng dụng làm chất sản xuất điện môi, làm chất pha chế  dầu  thủy lực trong thiết bị  khai thác mỏ, làm chất dẻo hóa và dung môi trong   công nghiệp hóa dẻo và mực in. Phạm Văn Thế, 2011                               ­ 4                                   Khoa Môi trường
  5. Luận văn thạc sỹ                               Trường Đại học Khoa học Tự nhiên,  ĐHQGHN                                                                                                          Ở  sông hồ, PCBs dính vào các lớp trầm tích nơi mà chúng có thể  được chôn trong một thời gian dài trước khi chúng được giải phóng vào  nước và không khí. Trong nước, sự  phân huỷ  PCBs chậm hơn và có thể  xảy ra dưới  ảnh hưởng của ánh sáng mặt trời và các vi sinh vật. Những  sinh vật này cũng đóng vai trò quan trọng trong việc phân huỷ  PCBs trong  đất và các lớp trầm tích. PCBs trong không khí có thể “chạm” tới mặt đất  khi mưa và tuyết rơi hay đơn giản chỉ là treo lơ lửng các hạt vật chất của   chúng bằng lực hút. Trong không khí, PCBs bị  phân huỷ  bởi tác động trực  tiếp của ánh sáng mặt trời. Mất khoảng vài ngày đến vài tháng mới phân  huỷ được một nửa số lượng PCBs ban đầu. PCBs có thể tồn tại trong động   vật qua nhiều thời gian và theo chuỗi thức ăn. PCBs được tìm thấy trong  các mô mỡ  của động vật sống trong nước hay trên mặt đất, đặc biệt là  những động vật  ở  đầu của chuỗi thức ăn. Do đó, con người cũng có thể  tích PCBs từ  thức ăn. Một số  loài động vật bao gồm côn trùng và các loài   động vật không xương sống, chim, cá và các loài động vật có vú có thể  phân huỷ hay biến đổi một chút PCBs trong cơ thể của chúng. Ở ngoài trời,   người ta phát hiện thấy hàm lượng PCBs trong không khí  ở  nông thôn và  các vùng sâu, vùng xa thấp hơn ở các khu đô thị và khu công nghiệp. Trong   không khí trong nhà, mức độ tập trung PCBs cao hơn 10 lần trong không khí  ngoài trời. Tại những vùng biển gần các khu công nghiệp, hàm lượng PCBs   trong nước biển có xu hướng cao nhất. Kề từ những năm 1970, khi người  ta áp đặt những hạn chế  lên việc sản xuất PCBs thì mức độ  tập trung   PCBs đã giảm dần dần trong các chất lắng đọng mới của các lớp trầm tích  ở sông và trong cá. Trong đất PCBs bị phân hủy thành nhiều sản phẩm khác  nhau, chủ yếu là sản phẩm đề clo hóa và hidroxyl hóa. PCBs được xếp vào  Phạm Văn Thế, 2011                               ­ 5                                   Khoa Môi trường
  6. Luận văn thạc sỹ                               Trường Đại học Khoa học Tự nhiên,  ĐHQGHN                                                                                                          hợp chất ô nhiễm chứa clo có độc tính cao. PCBs có thể  bị  oxy hóa tạo   thành các hợp chất vô cùng độc hại khác như  dioxin hoặc các hợp chất  furan. Ngoài ra, PCBs là chất có khả năng tích lũy trong cơ thể sinh vật. Do   đó PCBs có tiềm năng phát tán tầm xa trong môi trường do sự  di chuyển   của sinh vật xuyên biên giới. 1.1.3. Độc tính của PCBs  Độc tính của PCBs đã được nghiên cứu [33][10]. Con người bị  phơi   nhiễm PCBs qua đương tiêu hoa va hô hâp, ̀ ́ ̀ ́  riêng trẻ sơ sinh có thể bị phơi  nhiễm   PCBs   chứa   trong   sữa   mẹ.   Thông   thương, ̀   con   người   bị   phơi   nhiễm khi ăn những thực phẩm bị  nhiễm độc đặc biệt là thịt, cá và gia   cầm. Sự hấp thụ PCBs qua thức ăn đối với người lớn đã tăng tới mức cao   vào cuối những năm 1970 nhưng sau đó đã giảm vào những năm 1990. Binh ̀   thương, chung ta cung ̀ ́ ̃  bị  phơi nhiễm với hàm lượng thấp PCBs tồn tại   trong không khí khi hít thở, ca trong nhà và ngoài tr ̉ ời. Tuy nhiên, tai các nhà ̣   máy sử dụng PCBs, mâṭ  độ chât nay có th ́ ̀ ể cao hơn rất nhiều và công nhân  làm việc ở đo th ́ ương có nguy c ̀ ơ nhiêm đôc cao h ̃ ̣ ơn do thơi gian va c ̀ ̀ ương ̀   ̣ ́ ́ ơn. Ngoai ra, chung ta cung co th đô tiêp xuc l ́ ̀ ́ ̃ ́ ể bị phơi nhiễm với PCBs hàm   lượng thấp trong nước uống mặc dù mức độ  tập trung của PCBs thường   quá thấp để  đo được. Khi theo doi cac đông vât thi nghiêm, cac nha khoa ̃ ́ ̣ ̣ ́ ̣ ́ ̀   ̣ ́ ở  động vật, phơi nhiễm PCBs với một liều lượng lớn có thể  hoc cho biêt gây ra bệnh tiêu chảy, những khó khăn về hô hấp, tình trạng bị mất nước,   phản ứng với cảm giác đau bị suy giảm và hôn mê. PCBs được phát hiện là  phá huỷ phổi, dạ dày và tuyến tuỵ. Phơi nhiễm với liều lượng thấp PCBs   trong một thời gian ngắn có thể  gây trở  ngại cho chức năng của gan và   Phạm Văn Thế, 2011                               ­ 6                                   Khoa Môi trường
  7. Luận văn thạc sỹ                               Trường Đại học Khoa học Tự nhiên,  ĐHQGHN                                                                                                          tuyến giáp, còn trong thời gian dài có thể dẫn đến ung thư gan. Những ảnh   hưởng về khả năng sinh sản, cơ quan sinh sản và hoạt động của hoócmon  nữ  cũng đã được phát hiện thấy  ở các động vật thí nghiệm bị  phơi nhiễm   với các liều lượng cao PCBs qua thức ăn trong một thời gian dài. Những cá   thể cái được cho ăn thức ăn có chứa PCBs trong suốt thời kỳ mang thai và   bú sữa, kết quả là người ta phát hiện thấy nhiều con non gặp khó khăn về  việc học và ứng xử (các phản xạ vô điều kiện, có điều kiện trong tập tính   sinh hoạt, kiếm sống … của chúng).  Ở  những con non này, sự  phát triển  của hệ thống miễn dịch và một số các cơ quan như gan, tuyến giáp và thận  cũng bị ảnh hưởng bởi sự phơi nhiễm PCBs. Những động vật trưởng thành  dường như  ít nhạy cảm với  ảnh hưởng của PCBs hơn thai nhi. PCBs với   các cấu trúc hoá học khác nhau hoạt động theo các cách khác nhau. Một số  PCBs hoạt động giống các chất dioxin và có thể làm tăng nguy cơ ung thư.   Những PCBs khác có thể ảnh hưởng đến sự phát triển của hệ thần kinh  ở  mức đô ph ̣ ơi nhiễm cao. Con người có thể hấp thụ PCBs bằng việc ăn hay uống những thực  phẩm bị nhiễm độc mặc dù mức độ và liều lượng ít hơn so với việc hít thở  không khí bị nhiễm độc hoặc qua da. Một khi cơ thể đã hấp thụ thì PCBs đi  vào các màng tế bào, mạch máu và hệ bạch huyết. Mức độ tập trung PCBs   cao nhất thường tìm thấy trong gan, mô tế bào, não, da và máu. Đối với các  bà mẹ, người ta phát hiện thấy PCBs đi vào máu ở cuống rốn, nhau thai và  sữa mẹ.  Ở  cả  người và động vật, PCBs cũng có thể  biến đổi thành các  chất tích tụ trong các mô và huyết tương trong cơ thể. Chúng có thể bị biến  đổi thành các chất khác để bài tiết được qua nước tiểu và phân. Rât khó xác ́   định được việc phơi nhiễm PCBs tới mức độ  nào thì  ảnh hưởng đến sức  Phạm Văn Thế, 2011                               ­ 7                                   Khoa Môi trường
  8. Luận văn thạc sỹ                               Trường Đại học Khoa học Tự nhiên,  ĐHQGHN                                                                                                          khoẻ  của con người vì những người khác nhau thì bị  phơi nhiễm với số  lượng và sự  pha trộn các chất PCBs khác nhau, cũng có thể  họ  có thể  bị  phơi nhiễm cùng lúc với các chất độc khác. Nhiều nghiên cứu cho thấy có  sự liên quan giữa phơi nhiễm PCBs và nguy cơ ung thư hệ tiêu hoá, gan và   da ngày càng tăng. Hơn nữa, hàm lượng PCBs trong máu cao có thể  liên   quan tới ung thư hệ bạch huyết. Phơi nhiễm PCBs có thể  ảnh hưởng đến  quá trình sinh sản của con người, nó làm giảm khả  năng sinh sản ở  nữ  đồng thời làm giảm số  lượng tinh trùng của nam giới. Nêu diên ra trong ́ ̃   thời kỳ mang thai và cho con bú có thể liên quan tới sự lớn lên và phát triển   chậm của trẻ  sơ  sinh cũng như  làm giảm khả  năng miễn dịch. Sự  phơi  nhiêm chât nay cũng có th ̃ ́ ̀ ể  liên quan tới những  ảnh hưởng đến thần kinh  (như  tình trạng tê liệt và đau đầu), khả  năng nhiễm bệnh thường xuyên  hơn, sự thay đổi của da, đặc biệt là các chứng phát ban và ngứa. Môt sô y ̣ ́ ́  kiến nghi ngờ răng vi ̀ ệc thí nghiệm sự hấp thụ PCBs trên động vật sẽ khác  biệt so với con người vì có thể  động vật nhạy cảm với PCBs hơn. Mặt   khác, các PCBs đặc trưng mà con người bị phơi nhiễm có thể  ít hay nhiều  độc hơn hỗn hợp các PCBs đã sử  dụng cho những nghiên cứu trên động  vật. Mặc dù độ  “vênh” giữa các thí nghiệm nghiên cứu và thực tiễn hoaǹ   ́ ̉ ̉ toan co thê xay ra, song nh ̀ ững  ảnh hưởng của PCBs đến sức khỏe con  người và môi trường là điều đã được khẳng định. Trong   quá   trình   nghiên   cứu   về   policlodibenzo­p­dioxin   (PCDD),  policlodibenzo­p­furan (PCDF), các nghiên cứu cấu trúc của các PCBs trong  cùng   nhóm   và   sự   giống   nhau   về   cấu   trúc   của   PCBs   với     2,3,7,8­ tetraclodibenzo­p­dioxin (2,3,7,8­TCDD  là  chất  độc nhất  trong  nhóm các  chất dioxin) cũng được nghiên cứu [30]. Trên thực tế, khoảng 50 – 70 PCBs   Phạm Văn Thế, 2011                               ­ 8                                   Khoa Môi trường
  9. Luận văn thạc sỹ                               Trường Đại học Khoa học Tự nhiên,  ĐHQGHN                                                                                                          được phát hiện  ở nồng độ  cao trong các mẫu môi trường. Các nghiên cứu  về cấu trúc các chất này cho thấy, chỉ có các PCBs chứa các nguyên tử Cl ở  vị trí meta và para mới gây hậu quả giống 2,3,7,8 – TCDD. Ví dụ các đồng  đẳng   PCBs   para   như:   3,3’,4,4’­Tetraclobiphenyl;   3,3’,4,4’,5’­ Pentaclobiphenyl;   3,3’,4,4’,5,5’­hexaclobiphenyl   là   một   số   PCBs   chứa  nguyên tử Cl ở vị trí para và meta, hình 2.  Hình 2. Công thức cấu tạo của một số PCBs chứa nguyên tử Cl  ở vị trí para và meta Các  ảnh hưởng độc giống 2,3,7,8­TCDD được quan sát rõ nhất  ở  PCBs khi PCBs không có nguyên tử Cl  ở vị trí octo, hai hoặc ba nguyên tử  Cl  ở  vị  trí meta và para. Khi có thêm một nguyên tử  Cl  ở  vị  trí octo,  ảnh   hưởng độc của PCBs giảm rõ rệt. Trong một số  nghiên cứu, các di­octo  Phạm Văn Thế, 2011                               ­ 9                                   Khoa Môi trường
  10. Luận văn thạc sỹ                               Trường Đại học Khoa học Tự nhiên,  ĐHQGHN                                                                                                          PCBs giảm khoảng 4­6 lần  ảnh hưởng  độc giống 2,3,7,8­TCDD so với   trước khi thay thế Cl vào vị trí octo [19].  Mặc dù PCBs không thể  hiện tính độc ngay tức khắc nhưng khi bị  nhiễm ở liều lượng 0,2   0,5g PCBs/kg, bệnh nhân có thể bị xám da, hỏng  mắt, nổi mụn… PCBs có khả  năng gây ung thư  và hàng loạt  ảnh hưởng khác  ở  sinh   vật, bao gồm  ảnh hưởng đến hệ  thần kinh, hệ  miễn dịch, hệ  nội tiết, hệ  sinh dục. Các nghiên cứu trên động vật góp phần quan trọng trong nghiên  cứu ảnh hưởng của PCBs đến con người. Mỗi chất trong họ PCBs có độc   tính khác nhau. Nhiễm độc ở mức độ cao và cấp tính sẽ bị bỏng da, trầy da,  thay đổi cấu trúc của da và móng tay, thay đổi chức năng gan và hệ  thống  miễn dịch,  ảnh hưởng đến hệ  hô hấp gây đau đầu, suy nhược thần kinh,   hoa mắt, mất trí nhớ, hoảng loạn và bất lực. Nhiễm độc mãn tính với nồng  độ PCBs dù nhỏ cũng dẫn đến phá hủy gan, rối loạn sinh sản và đặc biệt là  biến đổi gen gây hàng loạt bệnh nguy hiểm như ung thư, quái thai, dị dạng   và những vấn đề khác ảnh hưởng đến môi sinh, môi trường.  Một số  PCBs có độc tính cao đã được WHO nghiên cứu, phân loại  mức độ độc. Theo tài liệu của WHO và ý kiến của nhiều chuyên gia đã xếp   ra 14 loại PCBs có độc tính cao nhất gồm: PCB 77, PCB 81, PCB 105, PCB  114, PCB 118, PCB 123, PCB 126, PCB 156, PCB 157, PCB 167, PCB 169,  PCB 170, PCB 180, PCB 189. Tất cả 14 hợp chất nêu trên đều có cấu trúc   tương tự  PCDD và PCDF, khó phân hủy, xâm nhập và tích tụ  theo chuỗi  thức ăn, và đều gây hậu quả giống dioxin [19][21].  1.2. Các phương pháp xử lý PCBs Phạm Văn Thế, 2011                               ­ 10                                   Khoa Môi  trường
  11. Luận văn thạc sỹ                               Trường Đại học Khoa học Tự nhiên,  ĐHQGHN                                                                                                          1.2.1. Một số quy định về xử lý PCBs Hiệp định Stockholm đã đưa ra các quy định về PCBs đối với các bên  tham gia và các yêu cầu có liên quan đến xử  lý chất thải ô nhiễm có bản   chất hóa học hữu cơ bền vững [29].   a. Đối với các bên tham gia   Thực hiện các hành động với mục đích loại trừ  việc sử  dụng PCBs  trong các thiết bị (ví dụ máy biến thế, tụ điện hoặc các thiết bị dự trữ chất   lỏng) vào năm 2025, dưới sự  kiểm duyệt của Hội nghị  các bên, theo các   cấp ưu tiên dưới đây: ­ Quyết tâm nỗ  lực để  nhận dạng, dán nhãn và chấm dứt sử  dụng  các thiết bị có chứa hơn 10 % PCBs và có thể tích lớn hơn 5 lít. ­ Quyết tâm nỗ  lực để  nhận dạng, dán nhãn và chấm dứt sử  dụng  các thiết bị có chứa hơn 0,05 % PCBs và có thể tích lớn hơn 5 lít. ­ Cố  gắng xác định và chấm dứt sử  dụng các thiết bị  có chứa hơn   0,005% PCBs và thể tích lớn hơn 5 lít. Nhất quán với các ưu tiên đã nêu, đẩy mạnh các biện pháp dưới đây  nhằm giảm  khả  năng gây nhiễm và rủi ro để  kiểm soát việc sử  dụng   PCBs: ­ Chỉ sử dụng các thiết bị còn nguyên vẹn và không bị rò rỉ và chỉ sử  dụng  ở  những khu vực có khả  năng giảm thiểu và phục hồi nhanh chóng  rủi ro phát thải ra môi trường. ­ Không sử dụng các thiết bị ở các khu vực có liên quan đến sản xuất  hoặc chế biến lương thực thực phẩm. Phạm Văn Thế, 2011                               ­ 11                                   Khoa Môi  trường
  12. Luận văn thạc sỹ                               Trường Đại học Khoa học Tự nhiên,  ĐHQGHN                                                                                                          ­ Khi sử  dụng các thiết bị   ở  khu vực có người ở, kể  cả  trường học  và bệnh viện, thì áp dụng mọi biện pháp phù hợp để  bảo vệ  những khu   vực đó tránh khỏi các sự cố điện có thể gây ra hoả hoạn, đồng thời thường   xuyên kiểm tra rò rỉ thiết bị. Đảm bảo không xuất hoặc nhập khẩu các thiết bị có chứa PCBs theo   quy định, bất kể những gì đã được quy định ở mục 2 của Điều 3, nhưng trừ  trường hợp xuất và nhập khẩu vì các mục đích quản lý chất thải một cách   hợp lý về môi trường. Không được phép thu hồi các chất lỏng có hàm lượng PCBs trên  0,005 % để  phục vụ  mục đích tái sử  dụng cho các thiết bị  khác, trừ  phi  dành cho các hoạt động bảo dưỡng và dịch vụ. Quyết tâm nỗ lực nhằm đạt được sự  quản lý hợp lý về  môi trường   đối với các chất lỏng có chứa PCBs và các thiết bị  nhiễm PCBs với hàm   lượng trên 0,005% như theo quy định tại mục 1 của Điều 6 càng sớm càng   tốt, nhưng chậm nhất là vào năm 2028, dưới sự  kiểm duyệt của Hội nghị  các bên. Cố gắng xác định các vật phẩm khác có chứa hơn 0,005 % PCBs (ví  dụ, lớp bảo vệ cáp, các vật được sơn hay trám bít bằng cao su lưu hoá) và   quản lý chúng theo quy định ở Đoạn 1 của Điều 6. Lập báo cáo tiến độ  của việc loại trừ  PCBs 5 năm một lần và gửi   đến Hội nghị các Bên chiểu theo Điều 15. Các báo cáo được mô tả theo quy định sẽ được xem xét bởi Hội nghị  các Bên tại các cuộc kiểm duyệt liên quan đến PCBs của Hội nghị các bên  nếu thích hợp  [29].  Hội nghị  các bên sẽ  kiểm tra tiến độ  thực hiện việc  Phạm Văn Thế, 2011                               ­ 12                                   Khoa Môi  trường
  13. Luận văn thạc sỹ                               Trường Đại học Khoa học Tự nhiên,  ĐHQGHN                                                                                                          loại trừ PCBs, sau các khoảng thời gian 5 năm, hoặc vào thời gian khác nếu   thích hợp, có xem xét đến những báo cáo nói trên. b. Đối với các phương pháp xử lý [29] ­ Những chất hữu cơ bền vững đó phải được chuyển hóa một chiều,  không thuận nghịch. ­ Quá trình thải bỏ không dẫn đến sự hoàn nguyên, tái chế, phục hồi,   tái sử dụng trực tiếp hoặc gián tiếp. ­ PCDDs/Fs không được tạo thành trong chu trình xử lý. ­ Hiệu quả phân hủy là 100% bao gồm tất cả những chất đầu vào và  những chất có thể được giải phóng ra. ­ Tất cả những nhánh của chu trình phải được đặt dưới chế độ kiếm  tra và tái xử lý nghiêm ngặt nhất có thể. ­ Không tạo ra các chất không kiểm soát được. 1.2.2. Các phương pháp xử lý PCBs Nguyên lý cơ bản xử lý PCBs trong dầu thải biến thế phế thải: Năm  1850, nhà bác học người Pháp Aldolphe Wurtz đã phát minh ra rằng natri   kim loại có khả năng phản ứng hết sức mạnh mẽ với các ankyl halogen (R­ X) tạo thành aliphatic cacbon hydro no, muối natri halogen (NaX) và toả  ra   một khối lượng nhiệt lớn (Q), theo phản ứng (1):  R­X + R­X + 2Na   R­R + 2NaX + Q            (1) Trong đó, R: gốc ankyl; X=Cl, Br, F; Q: nhiệt lượng tỏa ra của phản  ứng. Phạm Văn Thế, 2011                               ­ 13                                   Khoa Môi  trường
  14. Luận văn thạc sỹ                               Trường Đại học Khoa học Tự nhiên,  ĐHQGHN                                                                                                          Trên cơ  sở  phản  ứng của Aldolphe Wurtz, năm 1860, Fitfig đã mở  rộng ra rằng, các hợp chất cacbonhydro thơm có chứa halogen cũng phản  ứng mạnh mẽ với natri kim loại, theo phản ứng (2):  R­X + Ar­X + 2Na   R­Ar + 2Na              (2) Trong đó, Ar là hợp chất hydro cacbon thơm. Dioxin,   furan,   PCBs   là   những   hợp   chất   cacbonhydro   thơm   chứa  halogen. Vì thế, các hợp chất này có thể  xử  lý một cách hữu hiệu bằng   phương pháp này.   Hiện nay có một số  phương pháp chính xử  lý PCBs đã được nhiều  tác giả  nghiên cứu như  [2, 1, 9, 27, 13, 22] và một số  nước có công nghệ  này: ­ Khử hoá học pha khí ­ Khử xúc tác clo kiềm ­ Kỹ thuật solvat hoá điện tử ­ Quá trình khử muối ­ Điện hoá ­ Quá trình oxy hoá nước tiêu chuẩn cao ­ Muối nóng chảy ­ Xúc tác hydro hoá ­ Kim loại nóng chảy ­ Thiêu huỷ bằng đốt, nhiệt phân và nhiệt điện cao tần ­ Khử độc bằng hơi nước Phạm Văn Thế, 2011                               ­ 14                                   Khoa Môi  trường
  15. Luận văn thạc sỹ                               Trường Đại học Khoa học Tự nhiên,  ĐHQGHN                                                                                                          ­ Phương pháp thuỷ tinh hoá tại chỗ ­ Phương pháp natri kim loại.  Trong đó, phương pháp thiêu đốt đã được nghiên cứu nhiều nhất và cũng là  phương pháp đang được  ứng dụng  ở  nhiều nước, đặc biệt là các nước   công nghiệp phát triển như Mỹ, Canada, Pháp,... [25][26]. Thiêu huỷ bằng đốt là quá trình đốt cháy các vật liệu phế thải ở nhiệt   độ cao. Nếu thiêu huỷ bằng đốt được thiết kế và hoạt động chuẩn xác, các  hợp chất cơ clo sẽ được chuyển hoá hoàn toàn thành CO2, nước và khí HCl.  Với nhiệt độ vận hành trên 12000C, thời gian 2 giây, quá trình đốt cháy hoàn  toàn sẽ  đạt tới hiệu suất phân huỷ  99,9999% đối với bất kỳ  chất hữu cơ  nào, ngoại trừ fluorocarbon. Hiện tại việc xử  lý PCBs và các hợp chất tương tự  PCBs chủ  yếu   bằng phương pháp thiêu đốt ở nhiệt độ  cao > 1200 0C với các thiết bị hiện  đại để khống chế các thông số đốt, đặc biệt để kiểm soát các chất thải có  chứa các chất độc hại khác như đioxin, furan hay không [22]. Tuy nhiên chi  phí cho phương pháp này rất đắt nên hầu hết các nước đang phát triển  không đủ khả năng sử dụng phương pháp này, chỉ có các nước công nghiệp  phát triển như Mỹ và Tây Âu có các thiết bị hiện đại đạt tiêu chuẩn.  1.3. Bentonit 1.3.1. Bentonit trong tự nhiên Bentonit có chất lượng tốt thường phân bố ở phần thấp của tập 2 và   tại chân các núi lửa,  ở  đó ngoài montmorillonit còn có hàm lượng đáng kể  zeolit (có thể tới 75%), bentonit có diện phân bố rất lớn, hình 3. Phạm Văn Thế, 2011                               ­ 15                                   Khoa Môi  trường
  16. Luận văn thạc sỹ                               Trường Đại học Khoa học Tự nhiên,  ĐHQGHN                                                                                                          Hình 3. Sự hình thành bentonit trong tự nhiên Các thành tạo bentonit chủ yếu phân bố ở các bồn trũng dọc đới địa  hào Sông Ba có nguồn gốc hồ  phát triển trên bãi bồi, hồ  móng ngựa hoặc  tướng hồ  thung lũng giữa núi thuộc tập 3 của hệ  tầng Sông Ba. Cấu trúc  mặt cắt gồm 3­5 thân khoáng có cấu tạo phân lớp ngang mỏng ­ trung bình,   cấu tạo nhịp; đôi khi có dạng thấu kính hoặc xen kẹp. Bề  dày các thân  khoáng khoảng 1­3 m; cá biệt tới 5­6m. Bentonit tuổi Neogen phân bố trong trầm tích tướng hồ  ­ bãi bồi, hồ  móng ngựa phân bố ở phần thấp của hệ tầng Sông Ba. Bentonit thuộc loại  này có màu xám vàng, xám loang lổ, phớt tím; chất lượng kém: hàm lượng  montmorillonit  thấp (40­ 60%), độ  thu hồi thấp, sét có độ  phân tán không  cao. Diện phân bố  rộng, độ  dày lớn. Bentonit tuổi Neogen phân bố  trong  Phạm Văn Thế, 2011                               ­ 16                                   Khoa Môi  trường
  17. Luận văn thạc sỹ                               Trường Đại học Khoa học Tự nhiên,  ĐHQGHN                                                                                                          trầm tích tướng hồ  thung lũng giữa núi phân bố   ở  phần cao của tập 3.  Bentonit thuộc loại này có màu xám trắng, xám nhạt, xám xanh; chất lượng   tốt: hàm lượng montmorillonit   cao (55­ 80%); độ  thu hồi lớn, sét có độ  phân tán cao. Diện phân bố hạn chế, bề dày nhỏ.  Bentonit tuổi Đệ tứ phân bố trong trầm tích tướng hồ trên bãi bồi, hồ  móng ngựa, tướng hỗn hợp sông­biển nằm kề cận các thân khoáng bentonit   tuổi Neogen; thường là sản phẩm tái lắng đọng từ các thân khoáng bentonit  tuổi Neogen có trước bị phá huỷ và có thể cả nguồn keo sét montmorillonit   mới hình thành trên vỏ phong hoá đưa vào. Bentonit thuộc loại này có màu  xám, xám đen, chất lượng thấp: hàm lượng montmorillonit 40­60%, độ  thu  hồi rất thấp (25­30%), hàm lượng sắt cao,.. Bentonit trầm tích ­ phun trào phân bố  ở  Vân Hoà trong các hồ  cảnh  quan núi lửa thuộc tập 2 hệ tầng Kon Tum. Bentonit được thành tạo trong  các lớp ở đới trung tâm hồ, hoặc tạo thành các thấu kính nhỏ ở những vũng  vịnh có chế  độ  nước yên tĩnh gần bờ. Cấu trúc mặt cắt gồm nhiều thân  khoáng, cấu tạo dạng thấu kính, phân lớp ngang. Độ  phân lớp thay đổi từ  phân lớp trung bình, phân lớp mỏng đến vi phân lớp. Chiều dày thân khoáng   thường nhỏ, từ  0,5 đến 1,5m. Tại phần trên của tập 2 các thân khoáng  bentonit luân phiên xen kẽ  với các lớp điatomit. Bentonit có màu vàng đất  đến trắng phớt vàng, bị  nứt nẻ  nhiều gần như  bị vỡ vụn, vết vỡ vỏ chai,   trơn tay, hạt rất mịn.  1.3.2. Tính chất của bentonit Bentonit   là   một   loại   khoáng   sét   tự   nhiên   có   thành   phần   chính   là  montmorillonit  [31].  Công   thức   đơn   giản   nhất   của   montmorillonit   là  Phạm Văn Thế, 2011                               ­ 17                                   Khoa Môi  trường
  18. Luận văn thạc sỹ                               Trường Đại học Khoa học Tự nhiên,  ĐHQGHN                                                                                                          Al2O3.4SiO2.nH2O, công thức này  ứng với nửa tế  bào cấu trúc. Công thức   cho   một   đơn   vị   cấu   trúc   lý   tưởng   của   montmorillonit   là  (OH)4Al4Si8O20.nH2O. Tuy nhiên do sự thay thế đồng hình của Si4+ trong tứ  diện SiO4  bởi các ion kim loại Al3+, Fe3+, Fe2+, Mg2+... hoặc Al3+  trong bát  diện AlO6 bị thay thế đã làm thay đổi thành phần của montmorillonit  [17].  Kết quả nghiên cứu đã cho thấy trong thành phần của montmorillonit chứa   thêm các ion của các nguyên tố Fe, Zn, Mg, Na, K... Còn tỷ lệ Al 2O3 : SiO2  nằm trong khoảng từ 1:2 đến 1:4 [16].   Trong bentonit, ngoài thành phần chính của bentonit là montmorillonit  còn chứa một số  khoáng sét khác như  saponit (Al2O3[MgO]4SiO2.nH2O);  nontronit (Al2O3[Fe2O3]4SiO2.nH2O); beidellit (Al2O3.3SiO2.nH2O); kaolinit;  clorit;   mica   và   một   số   khoáng   phi   sét   khác   như   canxit,   pirit,   manhetit,  biotit..., các muối kiềm và các chất hữu cơ [16].   Tính chất và cấu trúc của montmorillonit   phụ  thuộc rất nhiều vào  thành phần hóa học, nên phải xác minh thành phần bentonit để định hướng  cho việc biến tính sử dụng vào các mục đích công việc khác nhau.   1.3.3. Cấu trúc tinh thể và thành phần hóa học của montmorillonit   Montmorillonit là aluminosilicat tự nhiên thuộc nhóm có cấu trúc lớp   2:1, phân nhóm điocta. Tinh thể  của montmorillonit được tạo nên từ  hai   mạng tứ  diện liên kết với một mạng bát diện xen giữa tạo nên một lớp   cấu trúc. Xen giữa các lớp cấu trúc là các cation trao đổi và nước hấp phụ,  hình 4 [18][17].    Phạm Văn Thế, 2011                               ­ 18                                   Khoa Môi  trường
  19. Luận văn thạc sỹ                               Trường Đại học Khoa học Tự nhiên,  ĐHQGHN                                                                                                          Hình 4. Cấu trúc tinh thể của montmorillonit   Như  nêu  ở  hình 4 có thể  thấy các lớp cấu trúc của montmorillonit  được sắp xếp song song với mặt phẳng tạo bởi trục a và trục b. Các lớp  cấu trúc xếp chồng lên nhau theo hướng trục. Ngăn cách giữa các lớp cấu   trúc là các cation và nước hấp phụ. Toàn bộ  hệ  thống trên tạo nên mạng  lưới không gian ba chiều của tinh thể montmorillonit.   Mỗi lớp cấu trúc của montmorillonit có chiều dày là 9,6A0  và chiều  dày sẽ là 15A0 khi tính cả lớp cation trao đổi và nước hấp phụ   [31]. Chiều  dày của lớp cation trao đổi và nước hấp phụ  không cố  định mà thay đổi  phụ thuộc vào bản chất của cation trao đổi và lượng nước hấp phụ. Lượng  nước càng lớn thì chiều dày càng dày.  Phạm Văn Thế, 2011                               ­ 19                                   Khoa Môi  trường
  20. Luận văn thạc sỹ                               Trường Đại học Khoa học Tự nhiên,  ĐHQGHN                                                                                                          Trong tự  nhiên, cấu trúc của montmorillonit không lý tưởng như  đã  được trình bày  ở  trên, mà thường xảy ra sự  thay thế  đồng hình giữa các  cation. Người ta thường gặp chủ  yếu sự  thay thế  cation Al 3+ bằng cation  Mg2+ ở trong mạng bát diện, còn ở trong mạng tứ diện một phần không lớn  cation Si4+ bị thay thế bằng các cation Al3+ và Fe3+. Các tác giả  [12] đã định  lượng Al3+ có thể thay thế trong mạng tứ diện lớn nhất khoảng 15%. Do sự  thay thế Cation đó nên nó làm xuất hiện điện tích âm trong mạng lưới. Để  trung hòa điện tích âm trong mạng lưới của montmorillonit, thì giữa các lớp  cấu trúc phải có các cation. Các cation này thường hay gặp là Na+, K+, Ca2+,  Mg2+, Fe2+, Li+... Các cation này bị hidrat hóa bởi các phân tử nước giữa hai  lớp cấu trúc.  Trong mạng bát diện chủ yếu xảy ra sự thay thế đồng hình của Al3+  bằng Mg2+ với tỷ lệ Mg: Al trong mạng khoảng 1 : (4 đến 5), còn trong tứ  diện sự  thay thế  đồng hình xảy ra rất ít, nên tỷ  lệ  Al : Si trong mạng   khoảng 1: (15 đến 30). Do đó điện tích   âm thu được khi thay thế  cation   phân bố sâu trong lớp cấu trúc [20][18].  Thành phần hoá học của bentonit phụ thuộc vào điều kiện hình thành  chúng, bảng 1 và chính vì vậy thành phần hoá học của montmorillonit trong  các khoáng này cũng khác nhau.   Bảng 1. Thành phần hóa học của bentonit Di Linh và bentonit Hoa  Kỳ [3] Thành phần hóa học Bentonit Di Linh (%) Bentonit Hoa Kỳ (%) SiO2    53,99 58,6 Al2O3 20,50 19,59 Fe2O3 7,72 3,19 Phạm Văn Thế, 2011                               ­ 20                                   Khoa Môi  trường

CÓ THỂ BẠN MUỐN DOWNLOAD

 

Đồng bộ tài khoản