Cadimi (Cd): Hàm lượng Cd trong thí nghiệm với cây Mộc tặc trãi sử dụng
nước thải trực tiếp khu chế biến chì kẽm Lũng Váng giảm từ 0,46 mg/l xuống cịn khoảng 0,17 mg/l sau 10 ngày thí nghiệm (Hình 3.65). Hàm lượng Cd ban đầu trong thí nghiệm sử dụng nước thải pha chế tại hệ thống 2 và hệ thống 3 tương ứng là 0,5 mg/l và 0,1 mg/l, giảm xuống còn 0,15 mg/l và 0,02 mg/l sau 10 ngày thí nghiệm (Hình 3.65). Hiệu suất xử lý Cd hệ thống 1 sau 1 ngày, 2 ngày, 3 ngày và 10 ngày thí nghiệm tương ứng là 26,1%, 38,6%, 40,0%, và 60,7% (Hình 3.66). Hiệu suất xử lý Cd hệ thống 2 sau 1 ngày, 2 ngày, 3 ngày và 10 ngày thí nghiệm tương ứng là 33,3%, 54,0%, 60,9%, và 70,8% (Hình 3.66). Hiệu suất xử lý Cd hệ thống 3 sau 1 ngày, 2 ngày, 3 ngày và 10 ngày thí nghiệm tương ứng là 34,8%, 65,2%, 64,1%, và 76,8% (Hình 3.66).
Hình 3.65. Diễn biến hàm lƣợng Cd trong nƣớc trồng cây Mộc tặc trãi
Hình 3.66. Hiệu suất xử lý kim loại Cd của thực vật Mộc tặc trãi của thực vật Mộc tặc trãi
Chì (Pb): Hàm lượng Pb trong thí nghiệm với cây Mộc tặc trãi sử dụng nước
thải trực tiếp khu chế biến chì kẽm Lũng Váng giảm từ 20 mg/l xuống còn khoảng 2,1 mg/l sau 10 ngày thí nghiệm (Hình 3.67). Hàm lượng Pb ban đầu trong thí nghiệm sử dụng nước thải pha chế tại hệ thống 2 và hệ thống 3 tương ứng là 20 mg/l và 0,6 mg/l, giảm xuống còn 3,49 mg/l và 0,09 mg/l sau 10 ngày thí nghiệm (Hình 3.67). Hiệu suất xử lý Pb hệ thống 1 sau 1 ngày, 2 ngày, 3 ngày và 10 ngày thí nghiệm tương ứng là 22,4%, 43,8%, 51,6%, và 82,4% (Hình 3.68). Hiệu suất xử lý Pb hệ thống 2 sau 1 ngày, 2 ngày, 3 ngày và 10 ngày thí nghiệm tương ứng là 25,7%, 54,2%, 60,4%, và 82,5% (Hình 3.68). Hiệu suất xử lý Pb hệ thống 3 sau 1 ngày, 2 ngày, 3 ngày và 10 ngày thí nghiệm tương ứng là 31,4%, 60,7%, 61,9%, và 84,3% (Hình 3.68).
Hình 3.67. Diễn biến hàm lƣợng Pb
trong nƣớc trồng cây Mộc tặc trãi Hình 3.68. Hiệu suất xử lý kim loại Pb của thực vật Mộc tặc trãi
Asen (As): Hàm lượng As trong thí nghiệm với cây Mộc tặc trãi sử dụng nước thải trực tiếp khu chế biến chì kẽm Lũng Váng giảm từ 0,87 mg/l xuống cịn
khoảng 0,32 mg/l sau 10 ngày thí nghiệm (Hình 3.69). Hàm lượng As ban đầu trong thí nghiệm sử dụng nước thải pha chế tại hệ thống 2 và hệ thống 3 tương ứng là 1 mg/l và 0,4 mg/l giảm xuống còn 0,39 mg/l và 0,21 mg/l sau 10 ngày thí nghiệm (Hình 3.69). Hiệu suất xử lý As hệ thống 1 sau 1 ngày, 2 ngày, 3 ngày và 10 ngày thí nghiệm tương ứng là 13,4%, 31,5%, 39,2%, và 63,7% (Hình 3.70). Hiệu suất xử lý As hệ thống 2 sau 1 ngày, 2 ngày, 3 ngày và 10 ngày thí nghiệm tương ứng là 19,0%, 30,4%, 39,7%, và 62,0% (Hình 3.70). Hiệu suất xử lý As hệ thống 3 sau 1 ngày, 2 ngày, 3 ngày và 10 ngày thí nghiệm tương ứng là 19,3%, 25,3%, 28,9%, và 46,8% (Hình 3.70).
Hình 3.69. Diễn biến hàm lƣợng As
trong nƣớc trồng cây Mộc tặc trãi Hình 3.70. Hiệu suất xử lý kim loại As của thực vật Mộc tặc trãi
3.3.3. Khả năng tích lũy kim loại nặng trong thực vật
3.3.3.1. Thực vật Sậy
Hàm lượng các KLN trong rễ, thân và lá được thể hiện trong các hình 3.71. Hàm lượng KLN trong rễ đều cao hơn hàm lượng trong thân và lá, chứng tỏ khả năng vận chuyển các kim loại từ rễ vào trong thân không cao. Hàm lượng Mn, Zn, Cd, Pb và As cao nhất trong rễ tương ứng đạt 3920, 1020, 91, 227, và 183 mg/kg- DW (dry weight – trọng lượng khô). Hàm lượng Mn, Zn, Cd, Pb và As trong thân và lá tương ứng đạt 716, 149, 41, 227, và 88 mg/kg-DW (Hình 3.71).
Hình 3.71. Hàm lƣợng Mn, Zn, Cd, Pb và As tích lũy trong cây Sậy
3.3.3.2. Thực vật Mộc tặc trãi
Hàm lượng các kim loại nặng trong rễ, thân và lá được thể hiện trong các Hình 3.72. Hàm lượng kim loại trong rễ đều cao hơn hàm lượng trong thân và lá, chứng tỏ khả năng vận chuyển các kim loại từ rễ vào trong thân không cao. Hàm lượng Mn, Zn, Cd, Pb và As cao nhất trong rễ tương ứng đạt 7486, 7229, 1496, 174, 4167, và 274 mg/kg-DW. Hàm lượng Mn, Zn, Cd, Pb và As trong thân và lá tương ứng đạt 3204, 3201, 741, 71.4, 755, và 124 mg/kg-DW.
Hình 3.72. Hàm lƣợng Mn, Zn, Cd, Pb và As tích lũy trong Mộc tặc trãi
Kết quả phân tích thực vật Sậy và Mộc tặc trãi cho thấy hàm lượng kim loại trong thực vật trước khi tiến hành thí nghiệm bằng hàm lượng tương ứng trong cây trồng trong hệ thống nước cất không cho thêm kim loại. Hàm lượng kim loại tích lũy trong cây trồng trong hệ thống 1, 2 và 3 đều cao hơn hàm lượng tương ứng trong cây trước khi tiến hành thí nghiệm và cây trồng trong hệ thống nước cất không cho thêm kim loại. Hàm lượng kim loại tích lũy trong các cây mọc tại hệ thống 2 (hàm lượng kim loại trong nước cao nhất) cao hơn hàm lượng trong cây mọc tại hệ thống 1 và 3. Kết quả phân tích hàm lượng kim loại trong các hệ thống 1, 2 và 3 đều giảm đi nhiều hơn so với hệ thống không trồng cây. Kết quả này phản ánh khả năng xử lý nước ô nhiễm kim loại nặng của các cây tiến hành thí nghiệm.
3.4. Nghiên cứu xây dựng giải pháp kết hợp vật liệu và thực vật
3.4.1. Cơ sở khoa học lựa chọn vật liệu kết hợp với thực vật
3.4.1.1. Lựa chọn vật liệu hấp phụ
Cơ sở lựa chọn vật liệu hấp phụ gồm 2 yếu tố quan trọng nhất: (1) Tính chất hóa lý của chất cần xử lý; (2) Đặc tính hóa lý của vật liệu hấp phụ; (3) Chi phí sản xuất vật liệu. Với thành phần khoáng vật gồm gơtit, kaolinit, hematit vật liệu SBC2- 400-10S có khả năng hấp phụ KLN. Ngồi ra, diện tích bề mặt, mật độ điện tích và
giá trị pHPZC của vật liệu SBC2-400-10S lần lượt là 39,4 m2/g, 91mmolc(-)/kg và
10,5. So với mẫu vật liệu bùn thải mỏ sắt Bản Cuôn SBC2 nguyên khai (pHPZCSBC2-BR =5,4) thì giá trị pHPZC của mẫu SBC2-400-10S cao hơn do vật liệu được chế tạo trộn với chất phụ gia 15% thủy tinh lỏng với thành phần Na2O = 11,5
~ 12,5%, SiO2 = 27,5 ~ 29,5%, d = 1,46±0,01 g/ml và nung ở nhiệt độ 4000C trong
thời gian 3 giờ. Vật liệu hấp phụ SBC2-400-10S có xu hướng hấp phụ các anion, do giá trị pH của thực nghiệm luôn nhỏ hơn so với pHPZC của vật liệu SBC2-400-10S. Sự có mặt của các nhóm chức hoạt động của vật liệu SBC2-400-10S bao gồm O-H (H bonded), Si-O-Si, Si-OH, chứng minh bề mặt vật liệu SBC2-400-10S mang điện tích âm, tốt cho hấp phụ các cation kim loại. Vì vậy, với những đặc tính hóa lý vật liệu SBC2-400-10S hồn tồn có thể hấp phụ các KLN. Vật liệu SBC2-400-10S sau 3 tháng thí nghiệm độ tan, cho thấy, vật liệu khá bền vững và ít tan trong nước. Đây là cơ sở đánh giá khả năng ứng dụng vật liệu nhằm tránh gây tắc hệ thống xử lý và cũng gây ô nhiễm thứ cấp. So sánh các vật liệu chế tạo với tỷ lệ trộn thủy tinh lỏng khác nhau thì khả năng hấp phụ kim loại cũng khác nhau. Trong đó, vật liệu SBC2- 400 có khả năng hấp phụ cao nhất đối với các hợp chất As (III và V) đạt 554mg/kg, các vật liệu SBC2-400-5S, SBC2-400-10S, SBC2-400-15S, dung lượng hấp phụ As chỉ đạt 154 mg/kg, 59,5mg/kg, 82 mg/kg. Khả năng hấp phụ các hợp chất cation
kim loại như (Mn2+, Zn2+, Cd+, Pb2+), thì những vật liệu SBC2-400-5S, SBC2-400-
10S, SBC2-400-15S có khả năng xử lý tốt hơn so với SBC2-400. Đặc biệt, vật liệu SBC2-400-10S lại có khả năng hấp phụ vượt trội hơn so với liệu SBC2-400-5S, SBC2-400-15S. Ngoài ra, khi so sánh với vật liệu SBC2-R-15S là một trong những vật liệu chế tạo trộn 15% thủy tinh lỏng có khả năng hấp phụ tốt nhất thì mẫu vật
liệu SBC2-400-10S vẫn có khả năng hấp phụ tốt hơn và giảm chi phí khi trộn thủy tinh lỏng đã được chứng minh trong hấp phụ cột trong 25 ngày thí nghiệm. Như vậy, so sánh giữa các vật liệu đã chế tạo, vật liệu SBC2-400-10S là vật liệu có khả năng hấp phụ tốt nhất.
Các mỏ quặng sắt phân bố hầu khắp địa bàn tỉnh Bắc Kạn, trong đó tập trung nhiều nhất ở các huyện Chợ Đồn, Ngân Sơn, Bắc Mê, với tổng trữ lượng khoảng 22 triệu tấn. Quá trình chế biến quặng sắt ở Bắc Kạn thải ra một khối lượng rất lớn bùn thải quặng đuôi. Nguyên liệu này như đã được chứng minh ở mục 3.2, sau khi gia
cơng trộn 10% chất kết dính thủy tinh lỏng và nung ở nhiệt độ 4000C trở thành một
loại vật liệu hấp phụ tốt, được sử dụng để xử lý nước thải của mỏ đã đạt hiệu quả cao. Khối lượng chất thải quặng đi hiện có tại các xí nghiệp chế biến quặng sắt ở Bắc Kạn hồn tồn có thể đáp ứng nhu cầu sử dụng để chế tạo vật liệu hấp phụ.
3.4.1.2. Lựa chọn thực vật
Các thí nghiệm trình bày trong mục 3.3 đã cho thấy khả năng xử lý KLN của cây Sậy ở các tải lượng ban đầu khác nhau. Ngoài ra, đây là loài thực vật phân bố phổ biến trong khu vực huyện Chợ Đồn nói riêng và Việt Nam nói chung. Do đó, cây Sậy là cây được chọn để đưa vào mơ hình xử lý nước thải tại khu chế biến chì, kẽm Chợ Đồn.
3.4.2. Đánh giá khả năng áp dụng giải pháp kết hợp vật liệu và thực vật
Bãi lọc trồng cây thường bao gồm các kiểu dòng chảy: dòng mặt, dòng ngầm chảy thẳng đứng, dòng ngầm chảy ngang, bãi lọc kết hợp. Trong đó, dịng ngầm chảy thẳng đứng cần diện tích nhỏ hơn, hiệu quả loại bỏ chất hữu cơ, nitơ và vi sinh vật tốt hơn so dòng ngầm chảy ngang [39]. Tuy nhiên, dịng ngầm chảy ngang có thể tận dụng lợi thế địa hình với cột nước đầu vào cao hơn cột nước đầu ra nhằm tiết kiệm điện cho máy bơm, yêu cầu duy trì vận hành đơn giản hơn so với dòng ngầm chảy thẳng đứng [39]. Với mục tiêu tận dụng khả năng xử lý của môi trường địa chất và hệ sinh thái trong quy trình cơng nghệ kết hợp vật liệu – thực vật, bãi lọc trồng cây dòng chảy mặt và dịng ngầm chảy ngang được lựa chọn trong thí nghiệm pilot 50l/ngày đêm, từ đó làm cơ sở để lựa chọn hệ thống hợp lý hơn cho quy mô
Nước thải được pha chế có hàm lượng KLN tương tự nước thải khu chế biến Lũng Váng – khu mỏ chì, kẽm Chợ Đồn với nồng độ As, Cd, Mn, Pb và Zn tương ứng là 0,4; 0,1; 4; 0,6 và 1,5 mg/l.
Kết quả phân tích mẫu nước chảy qua hệ thống vật liệu, dòng chảy mặt và dòng chảy ngầm cho thấy hàm lượng kim loại trong nước đều giảm theo thời gian. Hiệu suất xử lý kim loại của dòng chảy ngầm tốt hơn dịng chảy mặt. Nhìn chung, trong số các nguyên tố tiến hành thí nghiệm, vật liệu có khả năng xử lý Pb trong nước tốt nhất và hệ thống dòng chảy mặt, dịng chảy ngầm có khả năng xử lý Mn trong nước tốt nhất. Cụ thể được trình bày như sau:
Nồng độ Mn chảy qua hệ thống vật liệu hấp phụ giảm đáng kể trong 10 ngày đầu tiên và vẫn tiếp tục giảm trong những ngày tiếp theo (Hình 3.73). Nồng độ Mn trong đầu vào của hệ thống vật liệu hấp phụ là 4 mg/l, giảm tới 1,15 mg/l vào ngày đầu tiên và 3,47 mg/l vào ngày thứ 30 của thí nghiệm. Nồng độ Mn qua hệ thống vật liệu hấp phụ vượt quá giới hạn cho phép về quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về nước thải công nghiệp QCVN40:2011/BTNMT loại A (nguồn nước được dùng cho mục đích cấp nước sinh hoạt) và loại B (nguồn nước khơng dùng cho mục đích cấp nước sinh hoạt) (Hình 3.73). Hiệu suất xử lý của Mn qua vật liệu là 77,1% vào ngày đầu tiên, sau đó giảm xuống cịn 30,6% vào ngày cuối cùng của thí nghiệm. Hiệu suất xử lý Mn qua vật liệu hấp phụ - dòng chảy mặt và vật liệu hấp phụ - dòng chảy ngầm tương ứng là 96,0 và 99,6% sau 3 ngày thí nghiệm, giảm xuống 81,2 và 84,8% vào ngày cuối cùng (Hình 3.74). Nồng độ Mn trong nước đầu ra của hệ thống đạt QCVN 40:2011/BTNMT loại A trong 19 -25 ngày và loại B trong 30 ngày thí nghiệm. Mặt khác, xu hướng giảm nồng độ Mn trong nước chứng minh khả năng xử lý Mn bởi hệ thống, trong đó nổi bật nhất là sự cần thiết phải thêm hệ thống dòng chảy mặt hoặc dòng chảy ngầm để kéo dài thời gian xử lý, mà hiệu suất đạt được vẫn cao.
Hình 3.73. Diễn biến hàm lƣợng Mn trong mơ hình kết hợp vật liệu – thực vật
Hình 3.74. Hiệu suất xử lý Mn trong mơ hình kết hợp vật liệu – thực vật mơ hình kết hợp vật liệu – thực vật
Nồng độ Zn giảm dần trong thời gian 30 ngày thí nghiệm bởi hệ thống vật liệu (Hình. 3.75). Hiệu suất xử lý Zn qua hệ thống vật liệu là 74,6% trong ngày đầu tiên giảm xuống còn 51,1% sau 30 ngày thí nghiệm (Hình 3.76). Tuy nhiên, hiệu quả xử lý của hệ thống tương đối ổn định, cho thấy việc xử lý lâu dài của Zn bởi các hệ thống này. Nồng độ Zn trong cả nước vào và nước ra của 3 hệ thống thấp hơn so với quy chuẩn cho phép được quy định là 3 mg/l với QCVN40:2011/BTNMT. Thực tế này cần nghiên cứu để đánh giá khả năng xử lý nước thải với nồng độ cao hơn của Zn bằng hệ thống có sử dụng cây Sậy.
Hình 3.75. Diễn biến hàm lƣợng Zn trong mơ hình kết hợp vật liệu – thực vật
Hình 3.76. Hiệu suất xử lý Zn trong mơ hình kết hợp vật liệu – thực vật mơ hình kết hợp vật liệu – thực vật
Nồng độ Pb trong nước của hệ thống vật liệu hấp phụ - dòng chảy ngầm và dòng chảy mặt giảm dần trong thời gian 30 ngày kể từ ngày thí nghiệm (Hình 3.77). Khả năng xử lý Pb qua hệ thống vật liệu cao hơn so với các kim loại khác trong ngày đầu tiên. Hiệu suất xử lý Pb là 96,7% vào ngày đầu tiên và giảm xuống 22,8% sau 30 ngày thí nghiệm bởi hệ thống vật liệu (Hình 3.78). Hiệu suất xử lý Pb bởi hệ
thống vật liệu hấp phụ - dòng chảy mặt và vật liệu hấp phụ - dòng chảy ngầm sau 3 ngày thí nghiệm tương ứng là 93,1 và 98,4%, và giảm xuống còn 54,7 và 64% sau 30 ngày thí nghiệm. Nồng độ Pb trong nước đầu ra của vật liệu hấp phụ, vật liệu hấp phụ - dòng chảy mặt và vật liệu hấp phụ - dòng chảy ngầm ở ngày thứ 3 tương ứng là 0,05; 0,04 và 0,01 mg/l, sau đó tăng lên đến 0,46; 0,27 và 0,22 mg/l sau 30 ngày. Nồng độ Pb của cả 3 hệ thống đều thấp hơn so với QCVN 40:2011/BTNMT loại B là 0,5 mg/l (Hình 3.77). Tuy nhiên, cần lưu ý rằng, nồng độ ban đầu của Pb trong nước đầu vào cao hơn giá trị QCVN 40:2011/BTNMT loại B. Nồng độ Pb trong nước ở đầu ra vật liệu hấp phụ - dòng chảy mặt và vật liệu hấp phụ - dòng chảy ngầm sau 10 ngày thí nghiệm đạt giá trị loại A.
Hình 3.77. Diễn biến hàm lƣợng Pb trong mơ hình kết hợp vật liệu – thực vật
Hình 3.78. Hiệu suất xử lý Pb trong mơ hình kết hợp vật liệu – thực vật mơ hình kết hợp vật liệu – thực vật
Nồng độ As trong nước giảm đáng kể khi qua vật liệu hấp phụ trong thời gian 30 ngày thí nghiệm (Hình 3.79). Hiệu quả xử lý bởi dòng chảy mặt và dòng