Sử dụng thảm thực vật trong xử lý nước thải

+ Bèo tây [33]

Với người dân Việt Nam, đặc biệt là những người sống ở khu vực nơng thơn thì cây bèo tây khơng cịn xa lạ gì. Vai trị của bèo tây trong xử lý nguồn nước ô nhiễm là: hấp thụ kim loại nặng, các chất bẩn khác trong nước sẽ được

đồng hóa, phân giải. Thơng thường chỉ cần thả thảm thực vật bèo tây trong vòng 24 giờ là đã thấy ngay được kết quả.

Nếu nuôi bèo tây trong thời gian nhất định, kẽm và Cyanua cũng sẽ được xử lý rất tốt: Độ đục của nước có thể giảm đến 97,79% khi được xử lý với lục bình, COD giảm đến 66,10%, Nitơ giảm 64,36%, phosphat giảm 42,54%.

+ Tảo [33]

Tảo thuộc dạng đơn bào, kích thước của tảo thậm chí cịn nhỏ hơn cả một số loại vi khuẩn. Nó cũng tồn tại ở dạng đa bào (điển hình là rong biển).

Thường thì thảm thực vật tảo có khả năng hấp thụ các chất hữu cơ có hại (làm chất dinh dưỡng ni sống cơ thể) nên nó hay được nhìn thấy trong các nguồn nước thải. Lấy hợp chất hữu cơ làm nguồn sống nhưng bản thân nó lại là một loại sinh vật giàu protein và dinh dưỡng cao.

Theo các nhà khoa học, nếu biết kết hợp chức năng xử lý hợp chất hữu cơ và nuôi tảo để sử dụng như một thực phẩm giàu dinh dưỡng thì sẽ mang lại hiệu quả kinh tế rất cao.

Ngay ở những điều kiện sống khắc nghiệt nhất, điển hình là nồng độ ơ nhiễm quá cao, quá đậm đặc và phức tạp thì thảm thực vật tảo vẫn có thể tồn tại và phát triển.

Khi dùng tảo cho mục đích lọc nguồn nước ơ nhiễm, nó cho hiệu quả lọc như sau: hàm lượng N, P vô cơ tồn tại trong nước được xử lý hiệu quả từ 18% đến 98%.

+ Cây rau dừa nƣớc [33]

Người ta cũng gọi rau dừa nước là rau dừa trâu, tùy từng nơi khác nhau. Khi thả thảm thực vật rau dừa nước vào nguồn nước thải ơ nhiễm (khơng cần phân tích nguồn chất gây ơ nhiễm), nó có khả năng hấp thụ rất tốt các hợp chất hữu cơ.

Sau một thời gian nghiên cứu, các nhà khoa học đã có thơng số cụ thể về các chất thải được xử lý như sau:

- NH4+bị loại bỏ đến 94.40% - DO bị loại bỏ đến 78.89% - PO43 bị loại bỏ đến 89.36% - COD bị loại bỏ đến COD - SS bị loại bỏ đến 77.94% - TS bị loại bỏ đến 61.36%

- BOD5 bị loại bỏ đến 68.44% (31)

1.3.3. Cơ chế sinh học xử lý KLN trong nước bằng thực vật

Rễ cây chiếm khoảng 20 – 50% sinh khới củ a thực vâ ̣t , có vai trị hút thu các nguyên tố từ nước và vâ ̣n chuyển tích lũy ở rễ và cả phần trên mă ̣t nước, cây có thể hút thu được các kim loa ̣i nă ̣ng trong nước cần sự di đô ̣ng của kim loại đối với nước.

Rễ có khả năn g làm giảm ion kim loa ̣i trong nước bằng màng đă ̣c biê ̣t gắn với chất khử kim loa ̣i, chất khử có thể làm thay đổi tính chất của kim loa ̣i.

Rễ thực vâ ̣t có khả năng hòa tan kim loa ̣i nă ̣ng bằng cách axit hóa môi trường nước và đ ẩy ion kim loại ra khỏi phức . Mô ̣t cơ chế tương tự đã được nghiên cứu qua sự di chuyển Fe trong mô ̣t số loài thực vâ ̣t hai lá mầm thiếu Fe.

Rễ có khả năng kết h ợp với vi sinh vật vùng xun g quanh trong nước làm tăng khả năng hấp thụ kim loại nặng trong nước, tuy nhiên ý nghĩa của hê ̣ vi sinh vâ ̣t trong xử lý ô nhiễm bằng thực vâ ̣t còn nhiều điều chưa sáng tỏ . Sự hút thu cá c chất như Fe , Mn, Cd, Zn, của thực vâ ̣t thuâ ̣n lợi hơn nhờ hê ̣ vi sinh vâ ̣t vùng rễ.

Kim loa ̣i nă ̣ng sau khi được hút từ rễ sẽ được vâ ̣n chuyển lên thân . Hầu hết các kim loa ̣i đô ̣c ha ̣i với môi trường là không hòa tan và khó di chuyển mô ̣t cách tự do trong hê ̣ thống ma ̣ch của thực vâ ̣t . Rất nhiều kim loa ̣i nă ̣ng tồn tại ở dạng sunfat , cacbonat hoă ̣c photphat kết tủa . Hiê ̣n nay có ít những nghiên cứu về sự vâ ̣n chuyển kim loa ̣i nă ̣ng trong rễ và sự vâ ̣n chuyển tiếp theo lên thân và lá sau khi chúng đi vào thực vâ ̣t.[5]

1.4. Hiện trạng ô nhiễm Asen

1.4.1. Hiện trạng ô nhiễm Asen trên thế giới

Hiện nay, trên thế giới có hàng chục triệu người đã bị bệnh đen và rụng móng chân, sừng hoá da, ung thư da… do sử dụng nguồn nước sinh hoạt có nồng độ Asen cao. Nhiều nước và vùng lãnh thổ đã phát hiện hàm lượng Asen rất cao trong nguồn nước sinh hoạt như Canada, Alaska, Chile, Argentina, Trung Quốc, India, Thái Lan, Bangladesh ...[19]

Khu vực có vấn đề lớn nhất là vùng đồng bằng châu thổ sông Ganges nằm giữa Tây Bengal của Ấn Độ và Bangladesh (Chowdhury và cộng sự, 1999). Ở Tây Bengal, trên 40 triệu người có nguy cơ nhiễm độc Asen do sống trong các khu vực có nồng độ Asen cao. Tới nay đã có 0,2 triệu người bị nhiễm và nồng độ Asen tối đa trong nước cao gấp 370 lần nồng độ cho phép của WHO. Tại Bangladesh, trong tổng số 140 triệu dân có hơn 95 % tổng dân số hiện đang sử dụng nước ngầm cho mục đích ăn uống và sinh hoạt, khoảng từ 30 - 35 triệu người dân Bangladesh đang sử dụng nước uống có chứa asen với nồng độ lớn hơn 50 μg/l, 46 -75 triệu người sử dụng nước có nồng độ asen lớn hơn 10 μg/l. cho đến nay có tới 3000 người chết vì nhiễm độc Asen mỗi năm và 77 triệu người có nguy cơ nhiễm Asen. Tổ chức y tế thế giới coi sự nhiễm độc tập thể tại Bangladesh là ‘Thảm hoạ môi trường lớn nhất từ trước đến nay trong lịch sử thế giới hiện đại.” [19]

Ở Trung Quốc, trường hợp bệnh nhân nhiễm độc Asen đầu tiên được phát hiện từ năm 1953. Số liệu thống kê cho thấy 88% nhiễm qua thực phẩm, 5% từ khơng khí và 7% từ nước uống. Đến năm 1993 mới có 1546 nạn nhân của căn bệnh Asenicosis (bệnh nhiễm độc Asen) nhưng cho đến thời điểm này đã phát hiện 13500 bệnh nhân trong số 558000 người được kiểm tra ở 462 làng thuộc 47 vùng bị liệt vào khu vực nhiễm Asen cao. Trên cả nước Trung Quốc có tới 13 - 14 triệu người sống trong những vùng có nguồn gốc bị ơ nhiễm Asen cao, tập trung nhiều nhất ở tỉnh An Huy, Sơn Tây, Nội Mông, Ninh Hạ, Tân Cương. Tại Sơn Tây đã phát hiện 105 làng bị ô nhiễm Asen.

Hàm lượng Asen tối đa thu được trong nước uống là 4,43 mg/l gấp tới 443 lần giá trị Asen cho phép của Tổ chức Y tế Thế giới WHO (10μg/l) [14,17].

1.4.2. Hiện trạng ô nhiễm Asen ở Việt Nam

Ở Việt Nam vào đầu những năm 1990, vấn đề ô nhiễm Asen được biết đến qua các nghiên cứu của Viện Địa Chất và các liên đoàn địa chất về đặc điểm địa chất thủy văn và đặc điểm phân bố Asen trong tự nhiên, các dị thường Asen. Từ nhừng năm 1995-2000, nhiều cơng trình nghiên cứu điều tra về nguồn gốc Asen có trong nước ngầm, mức độ ô nhiễm , chu trình vận chuyển... đã tìm thấy nồng độ Asen trong các mẫu nước khảo sát ở khu vực thượng lưu sông Mã, Sơn La, Phú Thọ, Bắc Giang, Hưng Yên, Hà Nội, Hà Nam, Nam Định, Thanh Hóa... đều vượt tiêu chuấn cho phép đối với nước sinh hoạt của Quốc Tế và Việt Nam [1].

Trước tình hình đó, trong hơn 2 năm (2003-2005), Chính Phủ Việt Nam và UNICEF đã khảo sát về nồng độ Asen trong nước của 71.000 giếng khoan thuộc 17 tỉnh từ đồng bằng miền Bắc, Trung, Nam. Kết quả phân tích cho thấy nguồn nước giếng khoan ở các tỉnh vùng lưu vực Sông Hồng như: Hà Nam, Nam Định, Hà Tây, Hưng Yên, Hải Dương và các tỉnh thuộc Đồng Bằng Sông Cửu Long như : An Giang, Đồng Tháp đều bị nhiễm Asen rất cao. Tỷ lệ các giếng có nồng độ Asen từ 0,1 mg/1 đến >0,5 mg/1 (cao hơn tiêu chuẩn cho phép của Việt Nam và tổ chức Y Tế Thế Giới 10-50 lần) của các xã dao động từ 59,6-80%.

Hình 6. Bản đồ các khu vực ơ nhiễm asen trên tồn quốc

Tại Hà Nội, đã phân tích 526 mẫu nước ngầm tại các huyện Đông Anh, Từ Liêm, Thanh Trì, Gia Lâm, quận Hai Bà Trưng và quận Thanh Xuân. Trong đó quận Hai Bà Trưng đã phân tích 519 mẫu, chủ yếu tại phường Quỳnh Lôi. Kết quả cho thấy có 128/519 mẫu có Asen lớn hơn 0,05 mg/1 (vượt TCVN), tức là xấp xỉ 25% số mẫu phân tích có hàm lượng Asen vượt TCVN. Nếu so sánh với tiêu chuẩn cho phép của WHO thì có tới 351/519 mẫu có hàm lượng Asen lớn hơn 0,01 mg/1 (tức là 67,63%) [13].

Khảo sát mức độ ô nhiễm Asen tại 4 làng (Vĩnh Trụ, Bồ Đề, Hòa Hậu, Nhân Đạo) thuộc tỉnh Hà Nam cho thấy nồng độ Asen có trong nước ngầm ở 3 làng (Vĩnh Trụ, Bồ Đề, Hòa Hậu) vượt quá nhiều lần tiêu chuẩn cho phép của Bộ Y tế. Cụ thể hàm lượng Asen trung bình trong nước ngầm ở 3 làng lần lượt là: 348, 211, 325 µg/l. [14]

Ở khu vực miền Trung, hầu hết các giếng đều chứa một lượng As nhỏ (dưới 10µg/L). Khu vực đồng bằng sông Cửu Long khảo sát trong 4 tỉnh Long An, Đồng Tháp, An Giang và thành phố Hồ Chí Minh cho thấy: 41,51% số giếng khoan tại Đồng Tháp có hàm lượng As vượt quá tiêu chuẩn cho phép của Việt Nam (QCVN 02:2009/BYT), 39,15% vượt quá 50µg/L, 25,58% vượt quá 200µg/L. An Giang có 25,42% số xã nghiên cứu có nồng độ As vượt quá tiêu chuẩn, trong đó một số xã bị ơ nhiễm tương đối nặng. Tại thành phố Hồ Chí Minh và Long An hầu như các giếng chỉ chứa một lượng As rất nhỏ (dưới 10µg/L).[7]

1.5. Các phƣơng pháp xử lý Asen

1.5.1. Oxi hoá As(III)

Q trình ơxy hố As(III) lên As(V) khơng loại asen ra khỏi nước, nhưng nó là bước rất quan trọng tăng hiệu quả quá trình xử lý. Các tác nhân được dùng để ơxy hố As(III) là: các chất ơxy hố (oxy để, ozone, pemanganat, clo, hypoclorit, clo diôxit, hydro peroxit, muối ferat…), xúc tác quang hố, ơxy hố bằng pha rắn, tác nhân fenton…

Oxy hóa điện hóa: có thể xử lý nước chứa As bằng phương pháp dùng

điện cực là hợp kim và áp dụng cho các hộ sử dụng nước với quy mô nhỏ.

1.5.2. Kĩ thuật keo tụ - kết tủa

Trong xử lý nước cấp, các muối của nhôm (Al2(SO4)3.18H2O), sắt (FeCl3, Fe2(SO4)3.7H2O) được sử dụng nhiều để loại cặn lơ lửng, làm trong nước. Các ion Al3+

, Fe3+ thuỷ phân ngay sau khi các muối được hồ tan trong nước ở pH thích hợp tạo ra các bơng cặn hydroxit.

2Al3+ + 6H2O = 2Al(OH)3 + 6H+ FeCl3 = Fe3+ + 3Cl-

Fe3+ + 3 H2O = Fe(OH)3 + 3 H+

Các bông cặn này sẽ kéo theo các hạt lơ lửng cũng như hấp phụ các ion, chất hữu cơ trong nước. Asen cũng bị hấp phụ lên các bông keo này.

H2AsO4- + Al(OH)3  Al-As (dạng phức) + các sản phẩm khác Fe(OH)3(rắn) + H3AsO4  FeAsO4.2H2O + H2O

FeOH + AsO43-

+ 3 H+  FeH2AsO4 + H2O FeOH + AsO43- + 2 H+  FeHAsO4- + H2O (FeOH: kí hiệu cho tâm bề mặt)

Trong điều kiện pH < 8, As(III) tồn tại ở dạng không phân ly, As(V) tồn tại ở dạng anion nên khả năng keo tụ As(III) là rất kém. Do vậy, bước ơxy hố As(III) lên As(V) là cần thiết trước khi thực hiện quá trình keo tụ. Hiệu quả của q trình keo tụ cịn phụ thuộc vào pH của dung dịch. Khoảng giá trị pH tối ưu đối với muối nhôm là 7,2-7,5, với muối sắt là 6-8. Các nghiên cứu liên quan đến khả năng xử lý Asen bằng muối của Fe3+

cho thấy ở điều kiện pH và nồng độ chất keo tụ thích hợp khả năng xử lý có thể đạt 99% . Hiệu quả xử lý của muối Al3+

thường thấp hơn và nằm trong khoảng 80-90% [9].

1.5.3. Phương pháp trao đổi ion

Đây là quá trình trao đổi giữa các ion trong pha rắn và pha lỏng, mà không làm thay đổi cấu trúc của chất rắn. Có thể loại bỏ các ion asenat As(V) bằng phương pháp trao đổi ion với vật liệu trao đổi gốc anion axit mạnh (Cl-

). Loại vật liệu trao đổi này có ưu điểm là có thể sử dụng dung dịch muối đậm đặc NaCl để hồn ngun hạt trao đổi ion đã bão hịa As. Các loại nhựa này có một bộ khung polyme liên kết ngang, được gọi là nền, thông thường nền này được tạo thành do polystyren liên kết ngang với đivilynbenzen.

Tuy nhiên phương pháp này khá phức tạp và khó áp dụng tại các hộ gia đình đơn lẻ.[2]

1.5.4. Phương pháp lọc màng

Sử dụng các màng bán thấm, chỉ cho phép nước và một số chất hòa tan đi qua, để làm sạch nước. Công nghệ lọc màng có thể cho phép tách bất cứ loại chất rắn hịa tan nào ra khỏi nước kể cả As. Có nhiều loại màng lọc được sử dụng như vi lọc, siêu lọc, thẩm thấu ngược và điện thẩm tách. Đây là phương pháp sử dụng công nghệ cao, cho hiệu quả tốt tuy nhiên nhược điểm của phương pháp này là giá thành công nghệ cao và sử dụng tốn kém, khơng thích hợp để sử dụng cho hộ gia đình hoặc các khu vực dân cư đơn lẻ.

1.5.5. Phương pháp hấp phụ

Hấp phụ là một trong những phương pháp được dùng để xử lý Asen trong nước. Hiệu quả của quá trình phụ thuộc vào dạng tồn tại của Asen trong dung dịch, các tạp chất trong nước nền, bản chất của chất hấp phụ (diện tích bề mặt riêng, điện tích bề mặt, các nhóm chức trên bề mặt). As có thể được hấp phụ lên bề mặt của nhiều loại vật liệu hấp phụ như: các khoáng vật trong tự nhiên: Kaolinite, Gibbsite, Zeolites, bentonit, Montmorillonite,… các vật liệu đã biến tính như: cát phủ ơxit sắt, phủ đioxit mangan (MnO2)… hay các vật liệu tổng hợp: than hoạt tính, chitin và chitosan, các dạng sắt hydroxit (vơ định hình, Goethite, Ferrihydrite, Hemattite), nhơm ôxit, zeolite tẩm nhôm, Titan ôxit [21,27,29].

1.6. Tổng quan về phƣơng pháp hấp phụ

1.6.1. Nguyên lý của phương pháp hấp phụ

Hấp phụ là sự tích lũy chất trên bề mặt phân cách pha. 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 được gọi là chất bị hấp phụ. Tùy theo bản chất của lực tương tác giữa chất hấp phụ và chất bị hấp phụ, người ta phân biệt ra hấp phụ vật lý và hấp phụ hóa học. Hấp phụ vật lý gây ra bởi lực Vander Waals (tương tác yếu), còn hấp phụ hóa học gây ra bởi lực liên kết hóa học (tương tác mạnh).

1.6.2. Động học của các quá trình hấp phụ

Trong quá trình hấp phụ, cân bằng hấp phụ không xảy ra tức thời bởi các phân tử chất bị hấp phụ phải khuếch tán từ dung dịch đến bề mặt ngồi

chất hấp phụ, sau đó khuếch tán vào bên trong hạt của chất hấp phụ. Tốc độ hấp phụ thường bị khống chế bởi giai đoạn chuyển khối, tuỳ theo vào tính chất của chất bị hấp phụ và chất hấp phụ. Nghiên cứu động học hấp phụ vì vậy được quy về đánh giá quá trình chuyển khối – quá trình chậm nhất chi phối tốc độ hấp phụ của hệ.

Một q trình hố học dị thể lỏng rắn nói chung (phản ứng xúc tác dị thể) hay quá trình hấp phụ asen trong nước bằng Fe2O3vdh nói riêng cũng bao gồm các giai đoạn như sau:

1. Khuếch tán của các chất tham gia phản ứng trong pha lỏng hoặc

chuyển khối do đối lưu: nhằm giúp chúng tăng cường xác xuất gặp nhau (chuyển khối ngoài).

2. Khuếch tán màng: giữa hạt chất rắn và pha lỏng luôn tồn tại một lớp mỏng chất lỏng gọi là màng (độ dày khoảng 10-4

cm). Các chất bị hấp phụ chuyển khối từ bề mặt ngoài qua màng tới các hệ mao quản.

3. Khuếch tán trong : Giai đoạn chuyển khối từ bề mặt của hạt và tâm