Kết quả phân tích nồng độ As cân bằng trong dung dịch sau hấp phụ ở các nồng độ As ban đầu khác nhau ở các điều kiện thí nghiệm thích hợp đã khảo sát ở trên, được trình bày trong Bảng 6.
Bảng 6. Kết quả khảo sát dung lượng hấp phụ
Nồng độ As ban đầu (µg/L) Nồng độ As cân bằng Ce (µg/L) Hiệu suất hấp phụ (%) Dung lượng hấp phụ qe (µg/g) 50 7,1 85,75 2,14 100 14,6 85,37 4,27 150 22,5 84,96 6,37 200 31,2 84,38 8,44 300 60,3 79,88 11,98 500 110,3 77,93 19,48
Từ số liệu Bảng 6 và áp dụng phương trình (2), vẽ được Phương trình hấp phụ đẳng nhiệt Langmuir như trên Hình 22.
Từ các kết quả thu được trên Hình 22, cho thấy sự phụ thuộc của Ce/qe vào Ce và có được phương trình hấp phụ đẳng nhiệt Langmuir dạng đường thẳng, cụ thể: y = 0,024x + 3,099 với độ tin cậy R2 = 0,943; qmax = 41,67 (µg/g) và hệ số b = 0,074.
HVCH Mai Thế Nam 49 K19 KHMT
Kết quả khảo sát này cho thấy vật liệu hấp phụ Fe-Z điều chế được có khả năng hấp phụ As và có khả năng ứng dụng xử lý As trong thực tế.
Hình 22. Phương trình hấp phụ đẳng nhiệt Langmuir
Dựa vào số liệu trong Bảng 6 và áp dụng phương trình (4), có thể biểu diễn sự phụ bậc nhất của lgqe vào lgKF như trên đồ thị Hình 23.
Từ kết quả thu được như trên Hình 23 có thể đưa ra phương trình Freundlich dạng đường thẳng là y = 0,787x - 0,296 với độ tin cậy R2 = 0,988, n = 1,271, KF = 0,506.
Như vậy, với các kết quả này, phương trình Freundlich phản ánh chính xác được số liệu thực nghiệm hơn phương trình hấp phụ đẳng nhiệt Langmuir.
Ngoài ra, quan sát thấy ở dải nồng độ khảo sát từ 50 – 500 µg/L, mô hình Freundlich là phù hợp hơn Langmuir cho sự hấp phụ As trong dung dịch bằng vật liệu Fe-Z.
HVCH Mai Thế Nam 50 K19 KHMT
Hình 23. Phương trình hấp phụ đẳng nhiệt Freundlich
3.3. Thử nghiệm khả năng xử lý asen trong nước ngầm của vật liệu điều chế Làng nghề Triều Khúc thuộc xã Tân Triều, huyện Thanh Trì, Hà Nội. Làng Triều Khúc xưa nay nổi tiếng với nghề thủ công truyền thống như dệt, làm nón…Cùng với sự phát triển kinh tế, vấn đề ô nhiễm môi trường ngày càng trở nên bức thiết và cần được quan tâm hàng đầu. Hiện nay, một phần lớn các hộ gia đình tại đây vẫn sử dụng nước ngầm lấy từ các giếng khoan làm nước sinh hoạt hàng ngày với hệ thống xử lý khá đơn giản. Nguy cơ ô nhiễm As từ các giếng khoan này là không hề nhỏ.
Mẫu nước ngầm được lấy trực tiếp, chưa qua xử lý sơ bộ, từ các giếng khoan dùng trong sinh hoạt của một số hộ gia đình thuộc làng Triều Khúc. Vị trí lấy mẫu được thể hiện trên Hình 24 và trong Bảng 7.
HVCH Mai Thế Nam 51 K19 KHMT
Hình 24. Bản đồ vị trí lấy mẫu nước ngầm
Bảng 7. Vị trí tọa độ các điểm lấy mẫu nước ngầm tại xã Tân Triều, huyện Thanh Trì, Hà Nội
Ký hiệu
mẫu Địa chỉ
Tọa độ
Vĩ độ Kinh độ
M1 Xóm Cầu, làng Triều Khúc 20058’42,8” Bắc 105048’04,3’’ Đông M2 Xóm Cầu, làng Triều Khúc 20058’43” Bắc 105048’07,5” Đông M3 Xóm Án, làng Triều Khúc 20058’43,2” Bắc 105048’10,2” Đông
HVCH Mai Thế Nam 52 K19 KHMT
Các mẫu được lấy và bảo quản theo quy định. Mẫu nước ngầm được đem đi phân tích nồng độ As. Kết quả phân tích nồng độ tổng As và tổng Fe trong các mẫu nước ngầm thực tế được thể hiện trong Bảng 8.
Bảng 8. Nồng độ As và Fe trong nước ngầm tại làng Triều Khúc, xã Tân Triều, huyện Thanh Trì, Hà Nội
Ký hiệu mẫu Nồng độ As (µg/L) Nồng độ Fe (mg/L) QCVN 02:2009/BYT loại II (As tổng) (µg/L) QCVN 09:2008/BTNMT (As tổng) (µg/L) M1 145,5 24,341 ≤ 50 ≤ 50 M2 107,5 20,683 - - M3 161,3 28,537 - - Trung bình 138,1 24,520 - -
Từ kết quả phân tích nồng độ As trong nước ngầm trong Bảng 7, cho thấy nước ngầm được các hộ dân khai thác sử dụng cho mục đích sinh hoạt hàng ngày đều có nồng độ As ô nhiễm vượt quá quy chuẩn cho phép 2,76 lần so với Quy chuẩn kỹ thuật Quốc gia về chất lượng nước sinh hoạt (QCVN 02:2009/BYT loại II) và Quy chuẩn kỹ thuật Quốc gia về chất lượng nước ngầm (QCVN 09:2008/BTNMT). Như vậy, việc tìm kiếm giải pháp xử lý tách loại As trong nước ngầm trước khi đưa vào sử dụng để tránh ảnh hưởng đến sức khỏe của người dân là rất cần thiết.
Để thử nghiệm khả năng loại bỏ As trong nước ngầm với vật liệu hấp phụ điều chế được, đã tiến hành thử nghiệm khả năng hấp phụ As bằng vật liệu Fe-Z đã điều chế được với mẫu nước được lựa chọn (mẫu M1) của làng Triều Khúc. Cân vật liệu Fe-Z vào bình nón dung tích 250ml chứa 100 ml nước ngầm theo tỷ lệ là 2g vật liệu Fe-Z/100 mL nước ngầm. Tiến hành khuấy trên máy lắc với tốc độ 175 vòng/phút ở nhiệt độ phòng. Sau những khoảng thời gian nhất định: 15’, 30, 60, 90, 120, 150, 180 phút, lấy dung dịch sau hấp phụ đem đi lọc và phân tích hàm lượng As còn lại trong dung dịch.
HVCH Mai Thế Nam 53 K19 KHMT
Bảng 9. Kết quả khảo sát thực nghiệm xử lý As trong nước ngầm của vật liệu Fe-Z
Thời gian (phút) Ce (µg/L) Hiệu suất (%)
0 145,5 0 15 45,2 68,92 30 25,4 82,51 60 16,2 88,85 90 15,4 89,38 120 15,1 89,65 150 15,4 89,38 180 14,5 90,07
Từ các số liệu trên Bảng 9 có thể vẽ được đồ thị thể hiện khả năng loại bỏ As trong nước ngầm thực tế của vật liệu Fe-Z như trên Hình 25.
HVCH Mai Thế Nam 54 K19 KHMT
Từ kết quả số liệu trên Hình 25 cho thấy, sau khoảng thời gian 60 phút đầu tiên, tốc độ loại bỏ As ra khỏi nguồn nước ngầm của vật liệu nhanh nhất. Trong khoảng thời gian này, chỉ sau thời gian lưu 15 phút, nồng độ As trong nước ngầm sau khi hấp phụ đã đạt so với QCVN 09:2009/BTNMT. Khi kéo dài thời gian từ 60 đến 180 phút tốc độ loại bỏ As ra khỏi nguồn nước bị chậm hơn.
So sánh hiệu suất tách loại As thầy rằng, khi tiến hành thí nghiệm với nước ngầm thì hiệu quả cao hơn so với mẫu giả. Điều này có thể giải thích bởi lý do trong nước ngầm chứa một lượng lớn Fe(II). Khi tiếp xúc với không khí Fe(II) dễ bị oxi hóa chuyển từ Fe+2 sang Fe+3 tạo kết tủa, và làm tăng khả năng hấp phụ As trong dung dịch. Khi zeolit biến tính bởi sắt tạo ra phức ZFe-OH.
Quá trình hấp phụ As trên vật liệu Fe-Z biến tính bởi Fe có thể được thực hiên theo phương trình sau:
ZFe-OH + H3AsO3⇆ ZFe-OAsO2H2 + H2O
3.4. Đề xuất mô hình thiết bị lọc sử dụng vật liệu Fe-Z quy mô hộ gia đình Trên cơ sở số liệu khảo sát thử nghiệm ban đầu, có thể sử dụng vật liệu zeolit Trên cơ sở số liệu khảo sát thử nghiệm ban đầu, có thể sử dụng vật liệu zeolit biến tính sắt chế tạo được để loại bỏ As trong nước ngầm, có thể thiết kế hệ cột lọc dạng ống nhựa PVC thông dụng như mô hình được thể hiện trên Hình 26. Trong đó, lớp sỏi có tác dụng lọc thô, loại bỏ tạp chất có kích thước lớn trong nước ngầm, loại bỏ một phần TSS nhằm làm trong hơn nước ngầm trước khi ngấm vào lớp lọc tiếp theo. Lớp vật liệu Fe-Z có hiệu quả lớn nhất là loại bỏ As (As tổng số). Lớp sỏi nhỏ và lớp cát vàng có tác dụng làm trong nước, loại bỏ phần lớn TSS, huyền phù còn lại,…
Theo kết quả khảo sát đã đưa ra ở trên với mẫu nước ngầm lấy tại điểm M1 thì thời gian tối thiểu để có thể hấp phụ As trong nước từ nồng độ 145,5 µg/L, tới đạt quy chuẩn cho phép là 60 phút. Từ mô hình đề xuất, nếu giả thiết tổng thể tích nước trong cột khoảng 30 lít, có thể cung cấp tới 720 lít/ngày nước sạch, đủ để đáp ứng nhu cầu sinh hoạt của một hộ gia đình.
HVCH Mai Thế Nam 55 K19 KHMT
Giả thiết khối lượng lớp vật liệu Fe-Z trong cột là 1,5 kg. Dung lượng hấp phụ của vật liệu Fe-Z theo khảo sát là 41,67 µg/g, tương đương với 41,67 g/kg. Như vậy với nguồn nước ngầm có mức độ ô nhiễm As trung bình là 150µg/L, tương đương với 0,15g/m3 thì khối lượng nước xử lý được sẽ là:
7 , 416 15 , 0 67 , 41 5 , 1 V (m3)
Thời gian để thay lớp vật liệu: 578,75 72 , 0 7 , 416 V (ngày) ≈ 1,6 (năm)
Tuy nhiên nồng độ As trong nước ngầm thường không ổn định, bên cạnh đó cần phải tính đến ảnh hưởng của một số yếu tố như cách sử dụng vật liệu, sự có mặt của các ion khác trong nước ngầm,… nên thời gian này có thể biến thiên tăng hoặc giảm.
HVCH Mai Thế Nam 56 K19 KHMT
KẾT LUẬN VÀ KHUYẾN NGHỊ
Kết luận
1. Từ tro bay nhà máy nhiệt điện Phả Lại, huyện Chí Linh, tỉnh Hải Dương, đã chế tạo ra vật liệu Zeolit có tên là “Kalsilit” ; Công thức hóa học: KalSiO4; 2. Vật liệu điều chế được có bề mặt kém đồng nhất so với tro bay ban đầu; Có
các hạt nhỏ hình cầu kết dính lại với nhau tạo thành nhiều lỗ rỗng trong cấu trúc của hạt, và làm độ xốp của hạt tăng hơn nhiều so với tro bay ban đầu; Cường độ đỉnh nhiễu xạ của vật liệu Z vượt trội hơn so với Quazt và Mulit trong vật liệu và có khoảng cách lớp lớn hơn nhiều so với mẫu tro bay ban đầu;
3. Cả 3 loại vật liệu tro bay, Z và Fe-Z đều có khả năng xử lý As trong nước. Trong đó vật liệu Fe-Z có hiệu quả loại bỏ As (III) cao nhất: 30 phút đầu tiên, nồng độ As ban đầu từ 200µg/L đã giảm mạnh xuống chỉ còn 33,8 µg/L, hiệu suất đạt 83,1%;
4. Mô hình hấp phụ đẳng nhiệt Freundlich phù hợp cho quá trình hấp phụ As của vật liệu Fe-Z so với mô hình Langmuir. Dung lượng hấp phụ cực đại qmax
đạt 41,67µgAs/g vật liệu Fe-Z;
5. Thử nghiệm xử lý As trong nước ngầm của vật liệu Fe-Z với mẫu nước lấy tại làng Triều Khúc, xã Tân Triều, huyện Thanh Trì, Hà Nội. Với nồng độ As trong nước là 145,565µg/L, sau khi xử lý sau 180 phút hiệu suất đạt 90,07%, nước đầu ra đạt QCVN 02:2009/BYT loại II dành cho nước sinh hoạt và QCVN 09:2008/BTNMT dành cho nước ngầm;
Khuyến nghị
1. Cần nghiên cứu thêm các điều kiện ảnh hưởng đến quá trình chế tạo vật liệu (nồng độ KOH, nhiệt độ, thời gian khuấy,…) để có được hiệu quả điều chế vật liệu zeolit đạt cao nhất;
HVCH Mai Thế Nam 57 K19 KHMT
2. Cần khảo sát ảnh hưởng của các ion cạnh tranh với As có trong dung dịch đến khả năng hấp phụ As của vật liệu z đã nghiên cứu;
3. Cần nghiên cứu khả năng giải hấp của vật liệu Fe-Z, đánh giá hiệu quả hấp phụ sau khi tái sinh và khả năng ứng dụng thực tế của vật liệu Fe-Z chế tạo được;
4. Nghiên cứu kết hợp vật liệu Fe-Z chế tạo được với các loại vật liệu lọc tự nhiên như sỏi cát, cao lanh, đá ong,... hoặc kết hợp với ion mangan để tăng hiệu quả xử lý As trong nước ngầm.
HVCH Mai Thế Nam 58 K19 KHMT
TÀI LIỆU THAM KHẢO
Tài liệu Tiếng Việt
1. Bộ Tài nguyên và Môi trường (2008), QCVN 09:2008/BTNMT: “Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về chất lượng nước ngầm”, Hà Nội.
2. Cục Y tế dự phòng và Môi trường (2009), QCVN 01:2009/BYT: “Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về chất lượng nước ăn uống”, Hà Nội.
3. Cục Y tế dự phòng và Môi trường (2009), QCVN 02:2009/BYT: “Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về chất lượng nước sinh hoạt”, Hà Nội.
4. Đặng Văn Can, Đ.T Sự, H.V Bính, Đ.N Phong và Đ.T.N Huyền (2008), “Nguy cơ ô nhiễm asen trong môi trường tự nhiên ở Việt Nam và giải pháp phòng
ngừa”, tạp chí địa chất, 308.
5. Nguyễn Đức Chuy, Trần Thị Mây, Nguyễn Thị Thu (2002), “Nghiên cứu chuyển hóa tro bay Phả Lại thành sản phẩm chứa zeolit và một số tính chất đặc trưng
của chúng”, Tạp chí khoa học số 4, Trường ĐHSP Hà Nội.
6. Tống Thị Thu Hà (2011), Hành vi địa hóa của Asen trong nước dưới đất khu vực phía Tây Hà Nội, Luận văn thạc sĩ ngành: Thạch học, khoáng vật học và địa
hóa học, Đại học Khoa học Tự nhiên, Hà Nội.
7. Trần Văn Quy, Trần Văn Sơn, Nguyễn Xuân Huân, Vũ Minh Thắng (2012), “Thử nghiệm điều chế vật liệu biến tính mangan điôxít từ tro bay để xử lý
asen trong nước”, VNU Journal of Science, Natural Sciences and Technology, Tr. 181-186.
8. Tiêu chuẩn quốc gia (2008), TCVN 6663-3 (ISO 5667 – 3): “Hướng dẫn bảo quản và xử lý mẫu”.
9. Tiêu chuẩn quốc gia (2008), TCVN 6000:1995 (ISO 5667-11:1992): “Hướng dẫn lấy mẫu nước ngầm”.
10. Trịnh Thị Thanh (2008), Độc học, môi trường và sức khỏe con người, NXB
HVCH Mai Thế Nam 59 K19 KHMT
11. Vũ Minh Thắng (2012), Nghiên cứu xử lý Asen trong nước ngầm bằng vật liệu Zeolit biến tính đioxit mangan (MnO2), Luận văn thạc sỹ khoa học Môi
trường, Đại học Khoa học Tự nhiên, Hà Nội.
12. Trường đại học Mỏ - Địa chất (2008), Báo cáo kết quả đề tài khoa học công nghệ năm 2007 – 2008 : Nguồn gốc và sự phân bố Amoni và Asen trong các tần chứa nước đồng bằng sông Hồng, Hà Nội.
13. Viện Công nghệ Xạ hiếm (2008), Báo cáo tổng kết đề tài: Xử lý nước chứa As và F bằng vật liệu đất hiếm, Hà Nội.
Tài liệu Tiếng Anh
14. M.M.A. Abdullah, K. Hussin, M. Bnhussain, K.N. Ismail and W.M.W. Ibrahim (2011), “Mechanism and Chemical Reaction of Fly Ash Geopolymer Cement
– A Review”, International Journal of Pure and Applied and Applied Sciences and Technology, 6, pp. 35 – 44.
15. Appelo. C.A.J, Tournassat. C and Charlet. L (2002), “Surface complexation of ferrous ion and carbonate on ferrihydrite and the mobilization of arsenic”,
Environ. Sci. Technol, 36, 3096 - 3103.
16. Chowdhury T.R., Basu G.K, Mandal B.K, Biswas B.K, Samanta G, Chowdhury U.K, Chandra C.R, Lohd D, Roy S.L, Saha K.C, Roy S, Kabir S, Quamruzzaman Q and Chakraborti D. (1999), “Arsenic poisoning in the
Ganges delta”, Nature, 401, 545-546.
17. Chutia, S. Kato, T. Kojima and S. Satokawa (2008), Arsenic adsorption from
aqueous solution on synthetic zeolites, Journal of Hazardous Materials, 162,
pp.440 – 447.
18. Cullen. W. R, Reimer. K. J. (1989), “Arsenic speciation in the environment”,
Chem. Rev, 89, pp.713-764.
19. Dakalo Maingananye (2012), Sythesis of zeolites from South African coal fly ash: Investigation of scale – up conditions, Cape Peninsula University of
HVCH Mai Thế Nam 60 K19 KHMT
20. L. Feenstra, J. van Erkel and L. Vasak (2007), Arsenic in groundwater: Overview and evaluation of removal methods, Igrac International
Groundwater Resources Assessment Centre, Utrecht. .
21. A. FernándznJiénez, A. Palomo, M. Criado (2005), “Microstructure development of alkali – activated fly ash cement : a descriptive model”,
Science Direct, 35, pp. 1204 – 1209.
22. Gamero, A. Median, , J.M. Almanza, A. Vargas, A. Montoya, G. Vargas and M. Izquierdo (2010), “Fly ash from a Mexican mineral coal. II. Source of W
Zeolite and its effectiveness in arsenic (V) adsorption”, Journal of Hazardous Materials, 181, pp. 91-104.
23. Smedley. P.L, Kinniburgh D.G(2002), “A review of the source, behaviour and
distribution of arsenic in natural waters”, Appl Geochem,17,pp.517-568.
24. Nadim R.K, Patrick V.B and James L.K (2009), Arsenic removal from drinking water: A handbook for communities, Sandia national laboratories
albuquerque, New Mexico united states of America.
25. Keka O., Narayan C.P and Amar N.S (2004), “Zeolit from fly ash: synthesis
and characterization”, Indian Academy of Sciences, 27, pp. 555 – 564.
26. Ravencroft. P, McArthur. J.M and Hoque. B.A (2001), “Geochemical and
paleohydrological controls on pollution of groundwater by arsenic”, Arsenic