3.3.1. Với đất ô nhiễm nhân tạo
Kết quả phân tích hàm lƣợng Pb+2 linh động trong mẫu thí nghiệm về khả năng hấp phụ Pb+2
của vật liệu tổng hợp từ Dia-HL đƣợc trình bày trong bảng 3.13 và minh họa bằng đồ thị hình (3.11). Lƣợng Pb+2 linh động bị hấp phụ và hiệu quả hấp phụ đƣợc tính theo công thức nêu trong phần phƣơng pháp nghiên cứu. Từ kết quả thu đƣợc, có thể rút ra một số nhận xét sau:
Bảng 3.13. Kết quả phân tích nồng độ Pb linh động và trao đổi Lượng Pb
cho vào đất (mg/kg đất)
Công thức thí nghiệm (có vật liệu hấp phụ)
Công thức đối chứng (không có vật liệu hấp phụ) Pb2+ linh động (mg/l) Pb2+ trao đổi (mg/l) Pb2+ linh động (mg/l) Pb2+ trao đổi (mg/l) 80 0,027 0,018 0,005 0,021 100 0,031 0,015 0,008 0,022 120 0,048 0,015 0,005 0,025 150 0,052 0,015 0,004 0,024 250 0,071 0,015 0,008 0,027 350 0,044 0,015 0,006 0,033 450 0,109 0,016 0,022 0,038 550 0,078 0,016 0,041 0,044 650 0,081 0,016 0,044 0,046
- Từ bảng số liệu (3.13), hiệu quả cố định Pb+2 của đất đối chứng cho thấy khả năng cố định kim loại Pb+2
của đất là rất cao chiếm trên 99,92% tại các mức ô nhiễm. Điều này có thể đƣợc lý giải bằng các phản ứng tạo kết tủa của ion chì với các gốc nhƣ sunphate, chlore, hydratecarbonate...Đồng thời, Pb+2
cũng có ái lực hấp phụ mạnh với các hợp phần đất nhƣ các oxit sắt và mangan, và có khả năng tạo chelate với nhiều hợp phần hữu cơ của đất nhƣ các axit humic, fulvic (xem mục 1.1).
- Từ kết quả phân tích nồng độ Pb dễ dàng nhận thấy rằng đối với mẫu trộn vật liệu hấp phụ từ Dia-HL nồng độ Pb trong dung dịch lọc ban đầu luôn cao hơn so với nồng độ Pb trong dung dịch trao đổi đối với tất cả các mức gây ô nhiễm. Đối với mẫu không đƣợc trộn vật liệu hấp phụ từ Dia-HL hiện tƣơng xảy ra theo chiều ngƣợc lại, tức là nồng độ Pb trong dung dịch lọc ban đầu luôn thấp hơn so với nồng độ Pb trong dung dịch trao đổi. Điều này có thể rút ra kết luận về sự ảnh hƣởng của vật liệu tới cơ chế hấp phụ Pb trong mẫu.
- Từ đồ thị hình 3.11 nhận thấy khi nồng độ ô nhiễm càng tăng thì khả năng hấp phụ của vật liệu hấp phụ từ Dia-HL càng lớn và có xu hƣớng đạt giá trị cân bằng khi nồng độ ô nhiễm tăng từ 9 – 13mg Pb/ 20g đất (tƣơng đƣơng với 450 – 650mg Pb/kg đất). Tuy nhiên, bản thân đất cũng có khả năng hấp phụ chặt Pb2+ với tỷ lệ tƣơng đối lớn, vì vậy khó nhận thấy đƣợc hiệu quả hấp phụ của vật liệu hấp phụ từ Dia-HL. Nhƣ vậy, với nghiên cứu về khả năng hấp phụ Pb2+ của vật liệu hấp phụ từ Dia-HL chƣa cho ta thấy rõ khả năng hấp phụ của vật liệu, nhƣng lại cho thấy đƣợc chiều hƣớng đạt ngƣỡng hấp phụ nhằm đánh giá tốt hơn mức vật liệu cần phải sử dụng để xử lý ô nhiễm kim loại nặng khi đƣa ra ngoài thực tiễn.
Hình 3.11. Hiệu quả hấp phụ chặt ở các nồng độ Pb+2 khác nhau
Trong đó: 1: Mẫu đƣợc trộn vật liệu hấp phụ từ Dia-HL
Bảng 3.14. Kết quả phân tích nồng độ Cd linh động và trao đổi Lượng Cd cho vào đất (mg/kg đất) Công thức thí nghiệm (có vật liệu hấp phụ)
Công thức đối chứng (không có vật liệu hấp phụ) Cd2+ linh động (mg/l) Cd2+ trao đổi (mg/l) Cd2+ linh động (mg/l) Cd2+ trao đổi (mg/l) 4 0,025 0,029 0,046 0,150 7 0,023 0,064 0,065 0,251 10 0,021 0,123 0,090 0,425 15 0,029 0,140 0,810 0,536 20 0,040 0,201 0,920 0,675 30 0,032 0,330 0,077 1,146 40 0,042 0,448 0,079 1,534 50 0,057 0,530 0,097 1,917 60 0,059 0,631 0,093 2,311
Từ bảng kết quả cho ta thấy:
- Bản thân đất có khả năng c ố định Cd2+ linh động ở mƣ́c 78-81% thấp hơn so với khả năng cố định Pb2+. Điều này chƣ́ng tỏ đất xám ba ̣c màu có ái lƣ̣c hấp phu ̣ với Cd thấp hơn Pb . Hiê ̣n tƣợng này có thể lý giải là do các hợp phần chính trong đất xám ba ̣c màu là các ô-xít Fe, Al, Mn… có ái lƣ̣c với Pb ma ̣nh hơn với Cd.
- Hiệu quả h ấp phụ Cd của v ật liệu hấp phụ từ Dia-HL trong đất đa ̣t ở mƣ́c cao nhất (96,35%) với nồng độ Cd ô nhiễm là 0,08mg/20g đất (tƣơng đƣơng 4mg/kg đất) và thấp nhất ở mức độ ô nhiễm 0,2mg/20g đất (tƣơng đƣơng 10mg/kg đất) đạt (93,85%). Mƣ́c đô ̣ chênh lê ̣ch giƣ̃a hiê ̣u quả hấp phụ Cd ở các mức ô nhiễm thấp tƣơng đối rõ rệt nếu so vớ i các m ức ô nhiễm cao. Có thể thấy ở các nồng độ ô nhiễm Cd2+ cao, cũng giống nhƣ Pb2+ vật liệu hấp phụ từ Dia-HL đạt ngƣỡng hấp phụ khi nồng độ ô nhiễm Cd2+ từ 0,4 – 1,2 mg/20g đất (tƣơng đƣơng 20 – 60 mg/kg đất).
Từ bảng 3.14 dễ dàng thấy đƣợc rằng nồng độ Cd trong dung dich lọc ban đầu luôn thấp hơn nồng độ Cd trong dung dịch trao đổi đối với tất cả các mức ô nhiễm cho cả trƣờng hợp sử dụng vật liệu hấp phụ cũng nhƣ trƣờng hợp không sử dụng vật liệu. Kết quả này không nhƣ kết quả tƣơng tự của quá trình gây ô nhiễm chì.
- Khác với hiệu quả hấp phụ Pb2+ không thể thấy rõ đƣợc khả năng hấp phụ của vật liệu hấp phụ Dia-HL thì đối với Cd2+ lại thấy rõ đƣợc hiệu quả hấp phụ của đất bị ô nhiễm không đƣợc trộn vật liệu hấp phụ từ Dia-HL và mẫu đƣợc trộn vật liệu (hình 3.12). Ở mức ô nhiễm Cd2+ 0,08mg/20g đất (tƣơng đƣơng 4,0 mg/kg đất) thấy rõ đƣợc khả năng hấp phụ của mẫu đƣợc trộn vật liệu hấp phụ từ Dia-HL lớn hơn 15,43% so với mẫu không đƣợc trộn vật liệu.
Hình 3.12. Hiệu quả hấp phụ chặt ở các nồng độ Cd2+ khác nhau
Trong đó: 1: Mẫu đƣợc trộn vật liệu hấp phụ từ Dia-HL