Xử lý kim loại nặng trong nước bằng phế thải xây dựng AAC

MTĐT - Thứ hai, 17/08/2020 15:00 (GMT+7)

Ô nhiễm Asen trong nước ngầm đã được khảo sát và mô tả tương đối chi tiết trong nghiên cứu của Winkel và cộng sự (2011) trong đó khu vực Đồng bằng sông Hồng có nhiều vùng với nồng độ Asen vượt 50 µg/l

Tóm tắt

Kim loại nặng tồn tại cả trong đất, nước ngầm, nước mặt, đặc biệt trong nước thải công nghiệp và nước thải sản xuất các làng nghề tái chế phế thải. Nhiều nghiên cứu đã chỉ ra sự tồn tại với hàm lượng lớn của Asen, chì và các kim loại trong nước ngầm khu vực đồng bằng sông Hồng, hàm lượng Chì cao cũng đã được tìm thấy trong nguồn nước tại làng nghề tái chế tại Bắc Ninh, Hưng Yên... Với hàm lượng vượt quá tiêu chuẩn, các nguồn nước nhiễm kim loại nặng sẽ ảnh hưởng nghiêm trọng tới môi trường xung quanh và sức khỏe con người. Quá trình hấp phụ, hấp thụ kim loại nặng bằng vật liệu hấp phụ được biết đến là một phương pháp hiệu quả để loại bỏ kim loại nặng trong nước. Tuy nhiên, chi phí vật liệu và giá thành xử lý đắt đỏ vẫn là rào cản lớn để sử dụng phổ biến phương pháp này. Trong nghiên cứu này, chất thải xây dựng, phế thải từ quá trình sản xuất bê tông khí chưng áp (AAC) được sử dụng để xử lý một số kim loại và kim loại nặng trong nước như Pb, Cd, Cr, As, Fe, Mn. Kết quả cho thấy, phế thải AAC có khả năng hấp phụ và xử lý các kim loại nặng với hiệu suất từ 16–99%. Hiệu quả xử lý thay đổi phụ thuộc kích thước hạt vật liệu. Nghiên cứu cũng mở ra hướng đi mới trong việc tái sử dụng phế thải xây dựng cho mục đích xử lý nước thải như là một giải pháp chi phí thấp và phù hợp.

Từ khóa: Kim loại nặng, phế thải xây dựng, bê tông khí chứng áp (AAC), quá trình hấp phụ, hấp thụ

1. ĐẶT VẤN ĐỀ

Nhiều nghiên cứu trong nước và quốc tế như nghiên cứu Đỗ Trọng Sự (1999), Đặng Đình Phúc (2001), Phạm Quý Nhân (2008), Winkel và công sự (2011), Trần Hoài Sơn (2016)… đã chỉ ra rằng nước ngầm ở nhiều khu vực, địa phương của Việt Nam bị ô nhiễm bởi các kim loại nặng như Asen, Chì, sắt, mangan, đặc biệt là khu vực Đồng bằng sông Hồng và Đồng bằng sông Cửu Long. Ô nhiễm Asen trong nước ngầm đã được khảo sát và mô tả tương đối chi tiết trong nghiên cứu của Winkel và cộng sự (2011), trong đó khu vực Đồng bằng sông Hồng có nhiều vùng với nồng độ Asen vượt 50 µg/l và nồng độ Chì vượt 5 µg/l (Hình 1). Báo cáo Hiện trạng môi trường quốc gia năm 2016 của Bộ Tài nguyên Môi trường (BTNMT) cũng đã công bố kết quả khảo sát một số thông số nước dưới đất giai đoạn 2014-2015 (Hình 2). Kết quả cho thấy có 30-40% số lượng giếng khảo sát có nồng độ As vượt 0,05 mg/l và 15-20% số giếng khảo sát có nồng độ Pb vượt 0,01 mg/l (vượt quá ngưỡng nồng độ giới hạn quy định trong QCVN 09-MT:2015/BTNMT-Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về chất lượng nước dưới đất của BTNTMT).

Hình 1. a. Ô nhiễm Asen trong nước ngầm khu vực Đồng bằng sông Hồng

Hình 1. b. Ô nhiễm Chì trong nước ngầm khu vực Đồng bằng sông Hồng

Hình 2. Tỷ lệ vượt QCVN 09-MT:2015/BTNMT của một số thông số trong nước dưới đất tại khu vực đô thị của một số địa phương năm 2014–2015. (Nguồn: Tổng hợp kết quả quan trắc nước dưới đất (nước giếng, nước máy) tại 79 vị trí quan trắc ở khu vực đô thị của 17 tỉnh/thành phố trên cả nước, 2016, BC Hiện trạng môi trường QG 2016, BTNMT).

Không chỉ tồn tại trong nước ngầm, kim loại nặng còn xuất hiện trong nướ

c thải của các ngành sản xuất công nghiệp, đặc biệt là công nghiệp khai thác than, khoáng sản, luyện thép, nhiệt điện, nước thải của các làng nghề tái chế phế thải… Kim loại nặng tồn tại trong nước thải không được xử lý mà xả trực tiếp ra môi trường có thể gây ô nhiễm các nguồn nước mặt, ô nhiễm đất và ô nhiễm nguồn nước ngầm. Làng nghề tái chế ắc quy chì Đông Mai, tỉnh Hưng Yên là minh họa điển hình, nơi mà tình trạng ô nhiễm chì hết sức nghiêm trọng do nước thải, chất thải từ quá trình tái chế không được xử lý trong nhiều năm liền. Kết quả kiểm tra của Bộ Y tế về tình trạng nhiễm độc chì tại thôn Đông Mai (tháng 12/2014) cho thấy: Nước ngầm - nước giếng khoan chưa xử lý và nước ngầm sau lọc sử dụng cho ăn uống, nước sạch tại trạm cấp nước của xã đều có hàm lượng chì nằm trong giới hạn cho phép theo QCVN 01: 2009/BYT đối với nước ăn, uống; Nước tại các kênh và rãnh thoát nước có hàm lượng chì cao hơn giới hạn cho phép 1000 lần theo QCVN 08:2008/BTNMT về chất lượng nước bề mặt. Không khí tại cộng đồng và nơi sản xuất tái chế chì đều có hàm lượng chì cao hơn tiêu chuẩn cho phép trong đó 3/5 mẫu không đạt theo TCVN 05:2009, 2/5 mẫu không đạt theo tiêu chuẩn tại Quyết định số 3733/2002/BYT; Đất tại hộ gia đình và vườn trong thôn có hàm lượng chì cao hơn giới hạn cho phép 10-16 lần theo QCVN 03:2008/BTNMT về giới hạn cho phép của kim loại nặng trong đất; Rau có hàm lượng chì cao hơn giá trị giới hạn cho phép 1,3 lần theo QCVN 8-2:2011/BYT đối với giới hạn ô nhiễm kim loại nặng trong thực phẩm. Môi trường xung quanh bị ô nhiễm chì đã ảnh hưởng nghiêm trọng đến sức khỏe người dân trong khu vực, nhiều trẻ em, người lớn có hàm lượng chì trong máu cao hơn bình thường và bị các bệnh liên quan.

Tại Việt Nam trong những năm qua, nhiều nghiên cứu về xử lý kim loại nặng trong nước và nước thải đã được tiến hành. Năm 2014, Lê Đức Trung và cộng sự đã nghiên cứu sử dụng bùn giấy để hấp thụ kim loại nặng (Ni, Cr, Zn) trong nước thải xi mạ bằng phương pháp hấp phụ với hiệu suất xử lý từ 89%-94%. Năm 2016, Lê Sỹ Chính và các cộng sự đã sử dụng vật liệu chế tạo từ bùn thải chế biến sắt (vật liệu SBC-400-10S chế tạo từ bùn thải do chế biến quặng sắt thuộc tỉnh Bắc Kạn với 10% thủy tinh lỏng, nung ở nhiệt độ ở 4000^oC trong 3 giờ) để xử lý kim loại nặng (Mn, Zn, Cd, Pb và As) trong nước cho hiệu suất xử lý từ 27,9% - 98,2%.

Bê tông khí chưng áp (AAC) được sản xuất ở nhiệt độ cao (thường là 180 - 200^oC) dưới áp suất hơi bão hòa. Bê tông khí chưng áp, vật liệu xây dựng được sử dụng rộng rãi, được làm bằng các thành phần đơn giản hoặc thậm chí là chất thải (cát và tro bay) và chất kết dính (vôi và xi măng). AAC là vật liệu tường nhẹ và có độ xốp cao đã được phát minh ở Thụy Điển vào năm 1923 và hiện trở thành vật liệu xây dựng phổ biến trên toàn thế giới (P. Walczak cộng sự, 2015; M. Jerman cộng sự, 2013). Tại Việt Nam, AAC đã được sản xuất và sử dụng cho mục đích xây dựng trong hơn 10 năm qua. Với sự gia tăng của sản xuất AAC, lượng chất thải phế liệu cũng đang gia tăng đáng kể ở các nước đang phát triển. (D. Chen và cộng sự, 2016; Kumara và cộng sự, 2019). Theo báo cáo môi trường năm 2011 về quản lý chất thải rắn do Bộ Tài nguyên và Môi trường ban hành, tổng lượng chất thải rắn đô thị là khoảng 60 nghìn tấn/ngày, trong đó tổng lượng chất thải xây dựng (CDW) chiếm 10 -12% tổng lượng chất thải rắn (MONRE, 2011). Năm 2013, Kiên và các cộng sự báo cáo chất thải xây dựng chiếm khoảng 1,9 triệu tấn và gần như 100% trong số đó đã được chôn lấp hoặc đốt, đây là sự lãng phí rất lớn nguồn nguyên liệu và gây tốn kém chi phí cho việc xử lý. Trên thế giới, tại các quốc gia phát triển, phế thải xây dựng được coi là nguồn tài nguyên quan trọng. Chúng được sử dụng làm nguyên liệu đầu vào để sản xuất các loại bê tông nhẹ, bê tông tháo nước và các loại vật liệu để xử lý các vấn đề môi trường. Tại Đức, Đan Mạch, Hà Lan tỷ lệ tái chế, tái sử dụng phế thải xây dựng là rất cao (trên 90% đến 100%). Vật liệu tái chế từ phế thải xây dựng được ứng dụng trong ngành xây dựng, năng lượng và xử lý nước thải, từ đó giúp giảm chi phí, bảo vệ môi trường và tiết kiệm các nguồn tài nguyên hiện hữu.

Trong vài thập kỷ gần đây, quá trình hấp phụ được biết đến như một trong những kỹ thuật xử lý tiềm năng đối với việc loại bỏ kim loại nặng trong nước. Từ các kết quả thí nghiệm động cho thấy, chất thải xây dựng có khả năng hấp phụ với hiệu suất cao đối với Cu (II), Pb (II) và Cd (II) từ dòng nước mưa bị ô nhiễm bởi kim loại nặng (Jianlong Wang và cộng sự, 2015). Năm 2017, Kumara và cộng sự báo cáo về các nghiên cứu đã sử dụng CDW như gạch, bê tông, xi măng để loại bỏ kim loại nặng trong nước thải (Kumara et al., 2017). Tuy nhiên, việc sử dụng AAC làm chất hấp phụ chi phí thấp rất hạn chế trong quá trình xử lý nước thải (Zhang et al., 2017). Do đó, điều quan trọng hiện nay là thúc đẩy việc tái sử dụng các vật liệu thải này như một chất hấp phụ hiệu quả trong xử lý nước thải để mang lại giá trị gia tăng cho chất thải phế liệu AAC (Kumara et al., 2019).

Loại bỏ kim loại và Asen trong nước ngầm bằng cách sử dụng vật liệu từ các phế thải xây dựng như AAC là một giải pháp tiềm năng và bền vững để loại bỏ các chất ô nhiễm và thúc đẩy tái sử dụng và tái chế các vật liệu tái chế hướng tới nền kinh tế tuần hoàn. Trong nghiên cứu này, tiềm năng ứng dụng bê tông khí chưng áp (AAC) từ CDW để loại bỏ kim loại và kim loại nặng trong nước ngầm sẽ được nghiên cứu.

2. PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

2.1 Chuẩn bị vật liệu hấp phụ và đánh giá đặc tính hóa lý

Bê tông khí chưng áp phế thải (AAC) được thu gom từ nhà máy Viglacera Yên Phong tại khu công nghiệp Yên Phong, tỉnh Bắc Ninh, Việt Nam. Vật liệu được đập và sàng bằng các sàng có kích cỡ 3-5 mm, 5-10 mm và 10-20 mm, và thu được kích thước hạt 3-5 mm, 5-10 mm và 10-20 mm tương ứng.

Ngoài ra, để xác định thành phần hóa học chính của các chất hấp phụ được thử nghiệm, các thí nghiệm quang phổ tia X phân tán năng lượng (EDX; XMax Extreme, Oxford dụng cụ, Vương quốc Anh) đã được thực hiện bằng cách sử dụng các hạt bột hấp phụ.

2.2 Thí nghiệm hấp phụ

Một phương pháp thí nghiệm tiêu chuẩn được đề xuất bởi Tổ chức Hợp tác và Phát triển Kinh tế (OECD, 2008) đã được sử dụng cho tất cả các thí nghiệm hấp phụ hàng loạt trong nghiên cứu này. Thí nghiệm đầu tiên sử dụng nước thải tổng hợp để chuẩn bị các dung dịch kim loại nặng. Các hóa chất H₃AsO₄, K₂Cr₂O₄, PbCl₂ và CdCl₂ là các hóa chất đã được sử dụng để tạo các dung dịch chứa kim loại nặng tương ứng với nồng độ kim loại khoảng 1000 ppm. Tỷ lệ chất rắn/chất lỏng được duy trì là 1/10, nghĩa là trong thí nghiệm 10g AAC mỗi loại sẽ dùng để xử lý 100 ml dung dịch chứa các kim loại nặng As, Pb, Cr, Cd cho từng kích thước hạt và cho tất cả các thí nghiệm. Thí nghiệm thứ hai sử dụng nước ngầm. Nước ngầm được lấy từ giếng khoan (sâu 60m - tầng chứa nước Pleistocene) tại ký túc xá của Đại học Xây dựng. Nước thải đã biết trước nồng độ và các chất hấp phụ đã xác định khối lượng được đổ đầy vào các lọ 120ml (mẫu ba lần) và đặt trên máy lắc lắc trong 24 giờ ở 100 vòng/phút ở 25^oC. Sau đó, các dung dịch được chắt sang các ống ly tâm 50ml, các ống được quay ly tâm với tốc độ 8000 vòng/phút trong 15 phút và chất nổi trên bề mặt được lọc qua bộ lọc màng (Millipore 0,22 µm). Sau đó, dung dịch thí nghiệm được pha loãng để đạt được dải nồng độ có thể đo được và được đo bằng phương pháp quang phổ hấp phụ nguyên tử (AAS 6200, Shimadzu, Nhật Bản) và máy cầm tay Hatch DR890. Giá trị pH và EC cho từng dung dịch thí nghiệm được đo trước và sau các thí nghiệm bằng máy đo pH/EC cầm tay của hãng Horiba, Nhật Bản.

2.3. Tính toán phần trăm loại bỏ và khả năng hấp phụ

Hiệu suất xử lý (A%), lượng ion kim loại nặng được hấp phụ trên một đơn vị khối lượng chất hấp phụ tại thời điểm t (Qt, mg / g) và lượng ion kim loại hấp phụ trên một đơn vị khối lượng chất hấp phụ ở trạng thái cân bằng (Qe, mg / g), được tính từ các phương trình sau:

Trong đó C_o và C_e (mg / L) là nồng độ ban đầu và nồng độ cuối cùng của các ion kim loại nặng trong dung dịch, thì C_t (mg / L) là nồng độ tại thời điểm t. V là thể tích dung dịch (L) và m_s là khối lượng bột hấp phụ được sử dụng (g).

3. KẾT QUẢ THÍ NGHIỆM

3.1. Đặc tính hóa lý của chất hấp phụ

Sự hấp phụ của kim loại từ pha lỏng sang pha rắn bị ảnh hưởng bởi các đặc tính cơ bản của chất hấp phụ. Thành phần hóa học cơ bản của bê tông khí chưng áp AAC được mô tả trong Bảng 3.

Bảng 1. Thành phần hóa học của AAC.

Theo kết quả, AAC có thành phần CaO tương đối cáo, thể hiện có tính kiềm. Do đó, các bề mặt hấp phụ tích điện âm có khả năng hấp phụ các cation từ nước thải và có thể trung hòa nước thải có tính axit trong quá trình hấp phụ. Như thể hiện trong Bảng 1, phân tích EDX cho thấy hàm lượng SiO₂ tương đối cao trong AAC (> 50%). Hàm lượng CaO trong AAC Yên Phong cao hơn các nghiên cứu khác, điều đó cho thấy khả năng phản ứng trao đổi ion (Ca²⁺) với kim loại nặng giống như vật liệu silicat canxi (Yuanming và cộng sự, 2015; Sabalala và cộng sự, 2017). Điều thú vị là trong AAC có một lượng oxit kim loại như Al₂O₃ và Fe₂O₃, điều này cho thấy tiềm năng của nó đối với các phản ứng trao đổi ion và hấp phụ bề mặt với các chất ô nhiễm.

3.2 Thử nghiệm hấp phụ

a, Thử nghiệm chất hấp phụ sử dụng nước thải tổng hợp

Hình 3, Hình 4 và Bảng 2 cho thấy kết quả thí nghiệm, đồng thời so sánh khả năng hấp phụ các ion As(V), Cr(III) của hạt AAC, bên cạnh đó nó còn thể hiện ảnh hưởng của kích thước hạt đến hiệu quả xử lý. Với nồng độ As(V) trong dung dịch ban đầu là 1093 ppm, nồng độ dung dịch sau xử lý bằng hạt AAC còn lại từ 843 ppm đến 947 ppm. Hiệu suất loại bỏ Asen (A%) khoảng 13,38% đến 22,88%. Hạt AAC nhỏ nhất (kích thước 3-5 mm) có hiệu suất xử lý cao nhất khi loại bỏ 22,88% và hạt lớn nhất (kích thước 10 -20 mm) có hiệu suất thấp nhất là 13,88%.

Hình 3. Nồng độ Asen trước và sau thí nghiệm

Lượng ion As và Cr bị hấp phụ trên mỗi đơn vị khối lượng chất hấp phụ ở trạng thái cân bằng (Qe, mg/g) được thể hiện tại bảng 2. Lượng ion được hấp phụ giảm khi kích thước hạt hấp phụ AAC thay đổi. Hạt AAC nhỏ (3-5 mm) có giá trị Qe lớn nhất trong số 3 cỡ hạt thí nghiệm, cụ thể là 2,5 mg/g với ion As và 2,02 mg/g với ion Cr. Với kích cỡ hạt AAC lớn hơn thông số Qe giảm xuống khá nhiều. Lượng hấp phụ ion As, Qe(As) giảm từ 2,5 xuống 2,02 khi kích cỡ hạt AAC tăng từ 3-5mm lên 10-20mm. Lượng ion Cr bị hấp phụ Qe(Cr) cũng giảm từ 2,02 xuống 1,95 và 1,86 mg/g khi tăng kích cỡ hạt AAC từ 3-5mm lên 5-10mm và 10-20mm. Điều này có thể lý giải do diện tích bề mặt (BET) tương đối cao hơn của hạt AAC kích thước nhỏ có thể làm tăng cơ hội tiếp xúc giữa các hạt AAC và các ion kim loại và nó tạo điều kiện cho sự hấp phụ cao hơn.

Bảng 2. So sánh khả năng hấp phụ của As(V) và Cr(III) với các kích thước hạt AAC khác nhau.

Hình 5 và Hình 6 cho thấy xu hướng giảm đáng kể của các ion Cd và Pb trong các mẫu thí nghiệm.

Hình 5. Nồng độ Cd(II) trước và sau thí nghiệm

Hình 6. Nồng độ Pb(II) trước và sau thí nghiệm

Với nồng độ ion Cd(II) trước xử lý là 1066ppm, nồng độ ion này sau xử lý chỉ còn 108-172 ppm (Hình 5). Hiệu suất loại bỏ ion Cd(II) khoảng gần 90% và tất cả pH sau khi thử nghiệm đều cao hơn 7. Nghiên cứu của Zeng và công sự (2017), và Kumara và cộng sự (2019) cũng đã cho kết quả tương tự khi sử dụng AAC để xử lý ion Cd trong nước thải, hiệu suất loại bỏ ion Cd từ 80-90%. Hình 6 cho thấy nồng độ ion Pb giảm rất mạnh từ mức 970 ppm trước xử lý xuống mức 5-6 ppm sau xử lý. Hiệu suất xử lý chì của cả 3 cỡ hạt AAC đều đạt trên 99%, gần như ion Pb (II) đã bị loại bỏ hết sau khi thử nghiệm. Nó tương tự với kết quả từ Kumara và cộng sự (2019), tỷ lệ loại bỏ ion Pb là gần 100% khi sử dụng hạt AAC để xử lý nước thải. Trong Bảng 3, lượng ion Cd và Pb được hấp phụ trên một đơn vị khối lượng chất hấp phụ ở trạng thái cân bằng (Qe, mg/g) là khoảng 8,94-9,57 (mg Cd/g AAC) và khoảng 9,64-9,65 (mg Pb/g AAC). Giá trị Qe khi xử lý Pb và Cd cao gấp 5 lần so với giá trị Qe khi xử lý As (1,46 - 2,5 mg/g) và Cr (1,86 - 2,02 mg/g). Điều này cho thấy AAC đặc biệt hiệu quả khi xử lý ion Pb và ion Cd trong nước thải.
Bảng 3. So sánh khả năng hấp phụ của Cd (II) và Pb (II) với các kích thước hạt AAC khác nhau.

Bảng 2 và 3 cho thấy độ pH sau khi xử lý cao hơn 7, đặc biệt là độ pH sau khi thử nghiệm chất hấp phụ As, Cr và Pb cao hơn 8 và ở xung quanh vùng pH 9,0. Điều này đã chứng minh AAC là một vật liệu kiềm có thể giải phóng các ion OH-, là kết quả của phản ứng hydrat hóa. Độ pH dung dịch cuối cùng gần bằng 9,0 khi 1 g mẫu AAC được đặt trong 100 mL nước khử ion. Nó chỉ ra rằng chất hấp phụ AAC có khả năng trung hòa axit mạnh và có thể sử dụng để trung hòa, xử lý nước thải, đặc biệt là nước thải mỏ có tính axit (Zeng và cộng sự, 2017). Năm 2019, Kumara và cộng sự đã sử dụng AAC để loại bỏ Pb (II), Cd (II), Cu (II), Ni (II), Zn (II) bằng các thí nghiệm hấp phụ hàng loạt. Nghiên cứu này đã chỉ ra bốn cơ chế để loại bỏ kim loại nặng khi sử dụng bê tông khí chưng áp AAC:

Hydrat hóa trên bề mặt chất hấp phụ:
(X, Si – O)₂⁻ Ca²⁺ + 2H₂O
→ 2(X, Si − O) ⁻ H⁺ + Ca²⁺ + 2OH⁻ (4)
Hydroxít hóa ion kim loại:
M²⁺ + H₂O → M(OH)⁺ + H⁺
Phản ứng trao đổi trên bề mặt chất hấp phụ:

(X, Si – O) ₂⁻ Ca²⁺ + M²⁺ → (X, Si – O) ₂⁻ M²⁺ + Ca²⁺ (5)
(X, Si – O) ₂⁻ Ca²⁺ + 2M(OH)⁺ → 2(X, Si – O)⁻ M(OH)⁺ + Ca²⁺(6)

Sự tạo kết tủa trên bề mặt của ion kim loại:
M²⁺ + 2(OH)⁻ → M(OH)₂ (7)

(Trong đó: X = Al, Fe, K, và Mg, và M = Cd²⁺ hoặc Pb²⁺.)

Tổng hợp hiệu quả xử lý các kim loại nặng của hạt AAC và ảnh hưởng của kích cỡ hạt được mô tả tại hình 7. So sánh hiệu quả loại bỏ kim loại nặng (%) giữa 3 cỡ hạt AAC.

Hình 7. So sánh hiệu quả loại bỏ kim loại nặng (%) giữa 3 cỡ hạt AAC

Hạt AAC kích cỡ nhỏ nhất (3-5 mm) có tỷ lệ loại bỏ kim loại nặng cao nhất, nguyên nhân là do với cùng một khối lượng, diện tích bề mặt tương đối của hạt AAC kích thước nhỏ cao hơn so với các hạt AAC có kích thước lớn hơn, chính vì diện tích bề mặt cao hơn có thể làm tăng cơ hội tiếp xúc giữa các hạt AAC và các ion kim loại nặng và nó tạo điều kiện cho sự hấp phụ cao hơn. Với vật liệu hấp phụ AAC, trình tự chọn lọc để loại bỏ các ion Pb(II), Cd(II), Cr(III), As(V) trong một hệ kim loại đơn trở thành Pb(II) > Cd(II) > As(V) > Cr(III). Điều này ngụ ý mạnh mẽ rằng Pb(II) sở hữu các liên kết thích hợp hơn với các chất hấp phụ được thử nghiệm và chiếm chủ yếu các vị trí hấp thụ tiềm năng. Srivastava và cộng sự (2005) trong nghiên cứu chọn lọc cho sự hấp thụ, hấp phụ kim loại theo xu hướng hydrat hóa và thủy phân kim loại đã phát hiện ion Pb thủy phân dễ dàng hơn và nhanh chóng tương tác với bề mặt hydroxít hóa (Srivastava et al., 2005).

b, Thử nghiệm chất hấp phụ sử dụng nước ngầm

Nước ngầm được lấy từ giếng khoan sâu 60m tại tầng chứa nước Pleistocene tại khu vực ký túc xá Đại học Xây dựng, phường Đồng Tâm, quận Hai Bà Trưng, Hà Nội. Nó mang tất cả các tính năng của nước ngầm ở Hà Nội, với một lượng lớn Fe, Mn và As. Sau thử nghiệm xử lý bằng chất hấp phụ AAC, pH dung dịch cuối cùng gần bằng 9,0, đó là kết quả tương tự khi so sánh với thí nghiệm phía trên (Bảng 2, 3). Các kết quả của thí nghiệm xử lý nước ngầm bằng hạt AAC được thể hiện trong Bảng 4 và Hình 8.

Bảng 4. So sánh loại bỏ các kim loại trong nước ngầm với các kích thước hạt hấp phụ khác nhau.

Hình 8. So sánh hiệu quả loại bỏ kim loại và kim loại nặng (%) trong nước ngầm

Theo Bảng 4 và Hình 8, các hạt AAC nhỏ nhất (3-5 mm) có tỷ lệ loại bỏ kim loại và kim loại nặng cao nhất. Vì lượng Asen trong mẫu thô chỉ vào khoảng 15 µg/L, sau khi thử nghiệm, nồng độ của As là 0 µg/L, hiệu suất xử lý As là 100%. Hiệu suất loại bỏ ion Fe cũng khoảng 100% vì Fe (II) dễ dàng Hydrat hóa trên bề mặt chất hấp phụ và phản ứng với OH^- tạo kết tủa sắt. Hiệu quả xử lý Mn là thấp nhất so với hiệu quả xử lý As và Fe, tuy nhiên, mức trung bình vẫn cao hơn 90%. Điều này chứng tỏ vật liệu AAC có hiệu quả cao trong việc xử lý Fe, As và Mn trong nước ngầm.

4. KẾT LUẬN

Kết quả nghiên cứu cho thấy, phế thải bê tông khí chưng áp (AAC) có thể hấp phụ, xử lý các kim loại nặng và các kim loại trong nước thải và nước ngầm. Trên cùng một đơn vị khối lượng, các hạt AAC có kích thước nhỏ hơn cho hiệu quả xử lý cao hơn nhờ có diện tích bề mặt tương đối lớn hơn. Kết quả từ thí nghiệm hấp phụ hàng loạt cho thấy hiệu suất xử lý kim loại nặng rất cao như: Pb > 99%, Cd: từ 83%-90%, As: từ 13%-23%, Cr: khoảng16%-17%, hiệu quả loại bỏ Fe, Mn và As trong nước ngầm lần lượt là > 99%, 100% và 89-95%.

Phế thải bê tông khí chưng áp (AAC) từ quá trình sản xuất và từ chất thải xây dựng (CDW) hoàn toàn có thể sử dụng trong xử lý nước thải như là một giải pháp bền vững và chi phí thấp để loại bỏ kim loại nặng. Việc tái sử dụng chất thải cũng là một cách sử dụng hiệu quả tài nguyên và tạo động lực cho nền kinh tế tuần hoàn, chủ yếu bằng cách giảm việc sử dụng nguyên liệu thô, giảm thiểu chất thải và bảo vệ nguồn nước.

Lời cảm ơn

Nghiên cứu này được hỗ trợ bởi Trường Đại học Xây dựng trong khuôn khổ Đề tài trọng điểm cấp trường 03-2019/KHXD-TĐ “Nghiên cứu ứng dụng vật liệu tái chế từ phế thải xây dựng để xử lý kim loại nặng trong nước” và Dự án SATREPS – “Thiết lập hệ thống quản lý phế thải xây dựng hiệu quả nhằm kiểm soát ô nhiễm môi trường và tăng khả năng chế tạo các loại vật liệu mới từ phế thải xây dựng tái chế ở Việt Nam” giữa trường Đại học Xây dựng, Việt Nam và Đại học Saitama, Nhật Bản.

Tài liệu tham khảo

Bộ Tài nguyên và Môi trường, 2011: Báo cáo hiện trạng môi trường quốc gia năm 2011.
Bộ Tài nguyên và Môi trường, 2016: Báo cáo hiện trạng môi trường quốc gia năm 2016.
Đỗ Trọng Sự (1999). Báo cáo kết quả phân tích hàm lượng As trong nước thuộc khu vực Hà Nội và Việt Trì-Lâm Thao. Trung tâm nước sạch và vệ sinh môi trường và UNICEF, Hà Nội, 1999.
Đặng Đình Phúc, Lê Quang Huy (2001). Tình hình nhiễm bẩn Asen và các giải pháp giảm thiểu. Tuyển tập báo cáo tại hội nghị về Asen trong nước sinh hoạt, Bộ nông nghiệp và phát triển nông thôn, UNICEF, Hà Nội, 2001.
Jianlong Wang PZ, Liqiong Yang, Tao Huang (2015): Adsorption characteristics of construction waste for heavy metals from urban storm water runoff. Chinese Journal of Chemical Engineering, 23(9), 1542–1550. DOI: 1016/j.cjche.2015.06.009.
Joana América da Cunha Castellar et al., (2019): Crushed Autoclaved Aerated Concrete (CAAC), a Potential Reactive Filter Medium for Enhancing Phosphorus Removal in Nature-Based Solutions—Preliminary Batch Studies, Water 2019, 11, 1442; DOI:10.3390/w11071442.
Kien, T. T. (2013): Recycling construction demolition waste in the world and in Vietnam- SBE2013 Recycled aggregate concrete View Project Research on production and application of lightweight aggregate from construction and demolition waste in Vietnam View project. Retrieved from https://www.researchgate.net/publication/256492915
Kumara, G. M. P., T. Saito, S. Asamoto, and K. Kawamoto. (2018). Review of heavy metal removal from wastewater by CDWs. International Journal of GEOMATE, 14(42), 44–51. DOI: 21660/2018.42.7148.
Kumara, M. P., Ken Kawamoto, Takeshi Saito, Shoichiro Hamamoto. (2019): Evaluation of Autoclaved Aerated Concrete Fines for Removal of Cd(II) and Pb(II) from Wastewater. J. Environ. Eng., 2019, 145(11): 04019078. DOI: 10.1061/(ASCE)EE.1943-7870.0001597
Jerman, M. Keppert, J. Výborný, R. Černý, Hygric, thermal and durability properties of autoclaved aerated concrete. Constr. Build. Mater., 41 (2013) 352–359. DOI: 10.1016/j.conbuildmat.2012.12.036
Lê Đức Trung, Nguyễn Văn Phước, Xử lý kim loại nặng trong nước thải xi mạ bằng phương pháp hấp phụ sử dụng bùn giấy, Viện Môi trường và Tài nguyên, Đại học Quốc gia TP.Hồ Chí Minh, 2014.
Lê Sỹ Chính, Mai Trọng Nhuận, Nguyễn Xuân Hải, Nguyễn Thị Hải, Đặng Ngọc Thăng, Nguyễn Tài Giang, Trần Đăng Quy, Nguyễn Thị Hoàng Hà. Đánh giá khả năng xử lý kim loại nặng trong nước sử dụng vật liệu chế tạo từ bùn thải mỏ chế biến sắt. Tạp chí Khoa học ĐHQGHN: Các Khoa học Trái đất và Môi trường, Tập 32, Số 1S (2016) 45-52, 2016.
Phạm Quý Nhân và các cộng sự. Nguồn gốc và sự phân bố Amoni và Asenic trong các tầng chứa nước Đồng bằng sông Hồng, 2008.
OECD (Organization for Economic Co-Operation and Development Publications). 2000. “Guidelines for the testing of chemicals.” Accessed November. 15, 2018. http://www.oecd.org/env/ehs/testing/oecdguidelines-forthetestingof-chemicals.htm.
Oremland RS, Stolz JF (2004): Arsenic, microbes and contaminated aquifers. Trends Microbiol13: 45-49, 2005. DOI: 1016/j.tim.2004.12.002
Walczak, J. Małolepszy, M. Reben, P. Szymański, K. Rzepa (2015): Utilization of waste glass in autoclaved aerated concrete. Procedia Eng., 122 (2015) 302–309.https://doi.org/10.1016/j.proeng.2015.10.040
Shabalala A.N., Stephen O.E., Souleymane D., and Fitsum S (2017): Pervious concrete reactive barrier for removal of heavy metals from acid mine drainage-column study. J. Hazard. Mater,323, pp. 641-653. doi: 10.1016/j.jhazmat.2016.10.027
Srivastava, P., B. Singh, and M. Angove (2005): “Competitive adsorption behaviour of heavy metals on kaolinite.” Colloid Interface Sci.290 (1), 2005, 28–38.https://doi.org/10.1016/j.jcis.2005.04.036.
Trần Hoài Sơn, Nguyễn Thúy Liên, Trần Thị Việt Nga. Nghiên cứu chất lượng nước ngầm và các mô hình xử lý nước tại các hộ gia đình khu vực ngoại thành Hà Nội. Tạp chí Cấp thoát nước, số 6 (110) ISSN 1859-3623, 2016.
Lenny. H.E, Pham Thi Kim Trang, Vi Mai Lan, Caroline Stengel, Manouchehr Amini, Nguyen Thi Ha, Pham Hung Viet, Michael Berg (2011): Arsenic pollution of groundwater in Vietnam exacerbated by deep aquifer exploitation for more than a century. 1246–1251∣ PNAS∣ January 25, 2011∣ vol. 108∣ no. 4.https://doi.org/10.1073/pnas.1011915108
Yuanming S., Li B., Yang E.H., Liu Y., and Ding T (2015): Feasibility study on the utilization of municipal solid waste incineration bottom ash as aerating agent for the production of
autoclaved aerated concrete. Cement and Concrete Composites, 56, pp. 51-58.https://doi.org/10.1016/j.cemconcomp.2014.11.006
Zhang, Y., L. Zeng, Y. Kang, J. Luo, W. Li, and Q. Zhang. (2017): Sustainable use of autoclaved aerated concrete waste to removal low concentration of Cd(II) ions in wastewater. Desalination and Water Treatment, 82, 170–178. DOI:10.5004/dwt.2017.20909