Giáo trình Đánh giá khả năng xử lý đồng thời As, Cd và Pb trong điều kiện lọc qua hạt vật liệu chế tạo từ bùn thải mỏ sắt Bản Cuôn, tỉnh Bắc Kạn

Nội dung text: Giáo trình Đánh giá khả năng xử lý đồng thời As, Cd và Pb trong điều kiện lọc qua hạt vật liệu chế tạo từ bùn thải mỏ sắt Bản Cuôn, tỉnh Bắc Kạn

1. Tạp chí Khoa học ĐHQGHN: Các Khoa học Trái đất và Mơi trường, Tập 32, Số 2S (2016) 198-205 Đánh giá khả năng xử lý đồng thời As, Cd và Pb trong điều kiện lọc qua hạt vật liệu chế tạo từ bùn thải mỏ sắt Bản Cuơn, tỉnh Bắc Kạn Nguyễn Thị Hải, Đặng Ngọc Thăng, Nguyễn Thị Hồng Hà* Khoa Địa chất, Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại học Quốc gia Hà Nội, 334 Nguyễn Trãi, Thanh Xuân, Hà Nội, Việt Nam Nhận ngày 01 tháng 8 năm 2016 Chỉnh sửa ngày 20 tháng 9 năm 2016; chấp nhận đăng ngày 28 tháng 10 năm 2016 Tĩm tắt: Nghiên cứu này được thực hiện nhằm đánh giá khả năng xử lý As, Cd và Pb trong mơi trường nước thơng qua thí nghiệm hấp phụ dạng cột của vật liệu SBC2-400 chế tạo từ bùn thải mỏ sắt Bản Cuơn, tỉnh Bắc Kạn. Cột vật liệu cĩ đường kính trong 3 cm, chiều dài 11,5 cm, dung tích 60 ml và khối lượng vật liệu được chèn 50g, với điều kiện dịng chảy liên tục theo chiều hướng lên trên, tốc độ dịng chảy 2 ml/phút. Hai thí nghiệm hấp phụ dạng cột được tiến hành đồng thời và liên tục trong 25 ngày với hàm lượng As, Cd, Pb ban đầu lần lượt là: 1,0; 0,5; 20 mg/l và 0,4; 0,1; 0,6 mg/l. Kết quả nghiên cứu cho thấy, hiệu suất xử lý As, Cd, Pb của vật liệu SBC2-400 đối với 2 thí nghiệm cột lần lượt dao động trong khoảng 70,0 - 83,2; 9,8 - 56,3; 97,0 - 98,6 % và 53,1 - 76,1; 4,3 - 31,0; 43,9 - 63,9 %. Hàm lượng Pb trong dung dịch đầu ra đạt mức hàm lượng cho phép đối với nước thải cơng nghiệp QCVN 40:2011/BTNMT. Hàm lượng As và Cd đều vượt quá mức giới hạn cho phép trong QCVN40:2011. Để nước thải đầu ra đạt quy chuẩn mơi trường, cần kết hợp với các cơng nghệ xử lý hoặc tăng khối lượng hạt vật liệu. Từ khĩa: Biến tính, bùn thải mỏ sắt, hấp phụ, kim loại nặng, loại bỏ, nước thải. 1. Mở đầu * hàm lượng As, Cd và Pb cao, chúng dễ dàng di chuyển và tích tụ trong mơi trường đất và trầm Nhiễm độc As, Cd và Pb trong mơi trường tích [3]. As, Cd và Pb tích lũy trong cơ thể con nước làm ảnh hưởng tới mơi trường, hệ sinh người thơng qua các chuỗi thức ăn [5-7]. Nhiều thái và sức khỏe cộng đồng [1, 2]. As, Cd và Pb phương pháp cơng nghệ, kỹ thuật đã được phát là những nguyên tố vết cĩ độc tính cao khi tồn triển và sử dụng nhằm xử lý kim loại nặng như tại trong mơi trường với hàm lượng lớn, được phương pháp hấp phụ [8, 9], phương pháp trao sinh ra do quá trình địa chất tự nhiên, hoạt động đổi ion [10, 11], phương pháp sinh học [12] và khai thác và chế biến khống sản, hoạt động phương pháp keo tụ [13]; tuy nhiên, hầu hết các nơng nghiệp và quá trình cơng nghiệp hĩa [3, cơng nghệ đều địi hỏi thiết bị hiện đại, chi phí 4]. Một số hồ đuơi thải và dịng thải axit mỏ cĩ cao và khơng gian rộng. Phương pháp hấp phụ ___ sử dụng vật liệu hấp phụ là những nguyên liệu * Tác giả liên hệ. ĐT: 84-4-35587060 khống tự nhiên cĩ hiệu quả xử lý cao, tiết Email: hoanghantvnu@gmail.com; 198
2. N.T. Hải và nnk. / Tạp chí Khoa học ĐHQGHN: Các Khoa học Trái đất và Mơi trường, Tập 32, Số 2S (2016) 198-205 199 kiệm chi phí và thân thiện với mơi trường [14]. XRD) (D5005, Siemens). Điện tích bề mặt và Nhiều vật liệu hấp phụ được nghiên cứu và ứng các nhĩm chức hoạt động của vật liệu SBC2- dụng như đá ong - laterit [15], zeolit [16], 400 lần lượt được xác định bằng phương pháp kaolinit [17], oxit và hydroxit sắt [18]. Việc sử phân tích thế điện động của dung dịch khi cĩ dụng bùn thải từ quá trình khai khống làm vật dịng chuyển động (PCD - Mütek 05) và liệu hấp phụ được xem như một giải pháp cĩ phương pháp phân tích phổ hồng ngoại (Fourier hiệu quả xử lý cao và tiết kiệm chi phí [19, 20]. Transform Infrared Spectroscopy -FTIR) (FTIR Sự cố vỡ hoặc tràn đập do khối lượng bùn thải Spectrometer - Nicolet iS5, Thermo Scientific). lớn địi hỏi sự cần thiết tiến hành các nghiên Hàm lượng kim loại nặng trong mẫu nước được cứu đánh giá khả năng sử dụng bùn thải làm vật xác định bằng phương pháp phân tích quang liệu xử lý. Bùn thải thường cĩ kích thước hạt phổ hấp thụ nguyên tử (Atomic Absorption nhỏ, gây tắc các hệ thống xử lý khi sử dụng. Do Spectroscopy - AAS) (280FS, VGA77, đĩ, nhiều nghiên cứu đã tiến hành biến tính bùn Agilent). Các phân tích trên được thực hiện tại thải nhằm tăng kích thước hạt và tăng khả năng Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại học hấp phụ [21]. Nghiên cứu này được thực hiện Quốc gia Hà Nội. Diện tích bề mặt vật liệu nhằm: (1) đánh giá khả năng hấp phụ As, Cd và được xác định bằng phương pháp phân tích Pb trong mơi trường nước sử dụng hạt vật liệu Brunauer-Emmet-Teller (BET) (Gemini VII chế tạo từ bùn thải mỏ sắt Bản Cuơn, tỉnh Bắc 2390 Surface Area Analyzer, Micromeritics) tại Kạn; và (2) đánh giá tiềm năng ứng dụng phục Trường Đại học Bách khoa Hà Nội. vụ trong xử lý ơ nhiễm mơi trường nước. 2.3. Thí nghiệm đánh giá khả năng xử lý kim loại nặng sử dụng vật liệu SBC2-400 2. Phương pháp nghiên cứu Thí nghiệm xác định điểm điện tích 2.1. Vật liệu hấp phụ khơng pHPZC Cân 2g vật liệu SBC2-400 và cho vào các lọ Mẫu vật liệu được thu thập tại hồ đuơi thải nhựa chứa 100 ml dung dịch NaNO3 0,01M, mỏ sắt Bản Cuơn, tỉnh Bắc Kạn. Mẫu bùn thải sau đĩ điều chỉnh pH bằng dung dịch NaOH và sau khi lấy được vận chuyển đến phịng thí HNO3 về các mức pH 3, 4, 5, 6, 7, 8 và 9. Mẫu nghiệm, sấy khơ bằng máy NIIVE OVER được đưa vào máy lắc với tốc độ 120 vịng/phút KD200 ở nhiệt độ 80 - 105oC, sau đĩ được trong 24h. Đo lại các giá trị pH sau khi lắc. Sự nghiền mịn với đường kính < 2mm bằng máy biến đổi của pH trước và sau khi kết thúc thí nghiền MRC Laboratory Equiment Manufac nghiệm được xác định bằng phương trình (1): Urer. Mẫu vật liệu hấp phụ được chế tạo bằng ∆pHPZC = pHi - pHf (1) cách trộn mẫu bùn thải nghiền mịn với nước cất Trong đĩ, pHi và pHf lần luợt là pH trước khử ion sau đĩ cho qua máy ép tạo ra các hạt và sau thí nghiệm. Điểm giao nhau của đồ thị vật liệu với đường kính 2 mm và nung ở nhiệt biểu diễn pHi với trục hồnh cĩ giá trị ∆pH=0 độ 400oC trong thời gian 3 giờ (SBC2-400). và tương ứng là pHPZC của vật liệu. 2.2. Phương pháp xử lý và phân tích mẫu Thí nghiệm hấp phụ cột Thí nghiệm hấp phụ dạng cột được thực Thành phần khống vật của vật liệu SBC2- hiện với vật liệu SBC2-400 trong điều kiện 400 được xác định bằng phương pháp nhiễu xạ dịng chảy liên tục với vận tốc 2ml/phút trong tia X đối với mẫu bột (X-ray Diffraction -
3. 200 N.T. Hải và nnk. / Tạp chí Khoa học ĐHQGHN: Các Khoa học Trái đất và Mơi trường, Tập 32, Số 2S (2016) 198-205 25 ngày. Cột vật liệu thí nghiệm cĩ đường kính 3. Kết quả và thảo luận trong 3 cm, chiều dài 11,5 cm, dung tích 60ml 3.1. Thành phần khống vật và đặc trưng của và chèn 50g vật liệu SBC2-400 (Hình 1). Kim vật liệu SBC2-400 loại nặng trong dung dịch thí nghiệm được pha Thành phần vật liệu SBC2-400 chứa một số chế từ dung dịch chuẩn (Na2HAsO4, Cd(NO3)2 khống vật cĩ khả năng hấp phụ As, Cd và Pb và Pb(NO3)2). Nghiên cứu được tiến hành với 2 thí nghiệm cột riêng biệt nhằm xử lý đồng thời bao gồm kaolinit (11%), muscovit (11%), gơtit As, Cd và Pb với nồng độ tương ứng lần lượt là (6%), hematit (8%), illit (14%), và magnetit 1,0; 0,5 và 20 mg/l (cột A) và 0,4; 0,1 và 0,6 (1%) (Bảng 1). mg/l (cột B). Nước thải được pha chế trong cột Bảng 1. Thành phần khống vật của mẫu vật liệu A và cột B cĩ hàm lượng As, Cd và Pb tương tự hấp phụ SBC2-400 nước thải trực tiếp và nước thải qua 1 hồ lắng Khống SBC2 Khống SBC2 thuộc khu chế biến khống sản (khu mỏ chì TT TT kẽm Chợ Đồn, tỉnh Bắc Kạn). Dung dịch kim vật -400 vật -400 Thạch 1 42% 6 Talc 7% loại sau khi được pha chế được điều chỉnh pH = anh 7 - 7,5 bằng dung dịch NaOH và HNO3. 2 Kaolinit 11% 7 Muscovit 11% 3 Gơtit 6% 8 Illit 14% 4 Hematit 8% Tổng 100% 5 Magnetit 1% Diện tích bề mặt (BET) và điện tích bề mặt (PCD) là tham số đặc trưng biểu thị cho khả năng hấp phụ của SBC2-400 đo được lần lựợt là 47,8 m2/g và 69 mmolc(-) kg-1). Vật liệu hấp phụ cĩ diện tích bề mặt càng lớn và sự tương tác giữa điện tích bề mặt vật liệu và ion kim loại cần loại bỏ càng lớn thì khả năng hấp phụ và cố định kim loại càng tốt [22, 23]. Kết quả phân tích các nhĩm chức hoạt động FTIR của mẫu vật liệu SBC2-400 bao gồm các nhĩm: O- H (H bonded), Si-O-Si cĩ bước sĩng lần luợt là Hình 1. Sơ đồ hấp phụ dạng cột. 3620,06 (cm-1) và 1032,23 (cm-1). Sự cĩ mặt Bình dung dịch sử dụng ống thơng khí và của các nhĩm chức hoạt động của mẫu vật liệu van điều chỉnh để đạt tốc độ ổn định 2 ml/phút, SBC2-400 chứng tỏ bề mặt mang điện tích âm tương đương với thời gian lưu giữ dung dịch và cĩ khả năng hấp phụ kim loại nặng lên bề kim loại nặng trong cột vật liệu hấp phụ khoảng mặt vật liệu [24-26] theo cơ chế như sau: - n+ 30 phút. Mẫu nước dung dịch đầu ra được lấy nSiO + M → (Si-O)n - M (2) tại thời điểm 1, 3, 6, 12 giờ và 1, 2, 3, 5, 7, 9, Điểm điện tích khơng pHPZC của mẫu vật liệu 11, 13, 15, 17, 19, 21, 23, 25 ngày tiến hành thí SBC2-400 là 5,6 (Hình 2). Do khơng trộn lẫn nghiệm. pH của dung dịch đầu vào và đầu ra thêm phụ gia nên giá trị điểm điện tích khơng của được đo tại thời điểm lấy mẫu. mẫu vật liệu chế tạo SBC2-400 đo được xấp xỉ
4. N.T. Hải và nnk. / Tạp chí Khoa học ĐHQGHN: Các Khoa học Trái đất và Mơi trường, Tập 32, Số 2S (2016) 198-205 201 bằng giá trị điểm điện tích khơng của mẫu bùn của hạt vật liệu duy trì với hiệu suất hấp phụ dao thải nguyên khai (pHPZC = 5,5). Giá trị điểm điện động lần lượt là 70,0 - 83,2; 9,8 - 56,3 và 97,0 - tích khơng của vật liệu SBC2-400 thấp hơn giá trị 98,6% tương ứng với tỷ lệ của nồng độ đầu ra và pH của 2 thí nghiệm cột (pH = 7 - 7,5), vì vậy, hạt nồng độ ban đầu của dung dịch kim loại (Ce/Co) vật liệu hấp phụ SBC2-400 cĩ xu hướng hấp phụ tương ứng lần lượt là 0,17 - 0,31; 0,44 - 0,90 và các cation kim loại như Cd2+ và Pb2+ [27]. 0,01 - 0,03 (Hình 3). Điều này chứng tỏ vật liệu SBC2-400 vẫn cĩ thể tiếp tục xử lý kim loại As, Cd và Pb trong thời gian dài hơn. Trong thí nghiệm cột B, hàm lượng As, Cd và Pb giảm dần theo thời gian trong suốt thời gian tiến hành thí nghiệm (Hình 4). Sau 3 ngày đầu thực nghiệm, tổng thể tích nước thải đi qua cột vật liệu là 8,68l với hiệu suất hấp phụ As, Cd và Pb dao động trong khoảng 64,2 - 76,1% (Ce/Co = 0,36 - 0,24); 6,2 - 19,2% (Ce/Co = 0,94 - 0,81) và 44,1 - 59,0% (Ce/Co = 0,56 - 0,41); sau đĩ hiệu suất tiếp tục giảm nhẹ, hiệu suất hấp phụ As, Cd, Hình 2. Điểm điện tích khơng của SBC2-400. Pb ở ngày thứ 25 chỉ đạt 54,4 % (Ce/Co = 0,46); 3.2. Khả năng hấp phụ As, Cd, Pb của vật liệu 8,5% (Ce/Co = 0,92) và 43,9% (Ce/Co = 0,56). SBC2-400 trong thí nghiệm hấp phụ cột Nhìn chung, kết quả kiểm chứng khả năng xử lý của vật liệu chế tạo SBC2-400 thơng qua 2 thí Trong 25 ngày tiến hành thí nghiệm dạng cột, nghiệm hấp phụ cột A và cột B cho thấy, khả giá trị pH đo được của dung dịch đầu ra của thí năng xử lý Pb cao hơn Cd và As. Điều này cĩ thể nghiệm cột A và cột B tương ứng dao động trong do bán kính của ion (Pb2+ và Cd2+) ảnh hưởng đến khoảng 6,6 - 7,5 và 7,1 - 7,6 (Hình 3 và 4). Sau mật độ điện tích các ion, trong đĩ r (Pb2+) (1,2Ao) 12 giờ tiến hành thí nghiệm, giá trị pH của thí > r (Cd2+) (0,97Ao). Cation cĩ bán kính càng lớn nghiệm cột A giảm mạnh từ 7,5 xuống 6,6, chứng thì mật độ điện tích càng nhỏ và lớp vỏ hydrat tỏ rằng As, Cd và Pb đã hấp phụ một phần trên bề càng mỏng. Do Cd với lớp vỏ hydrat hĩa lớn cĩ mặt hạt vật liệu, đây cũng là nguyên nhân giá trị khả năng che chắn lực tương tác tĩnh điện tốt, vì pH của dung dịch đầu ra giảm. Bên cạnh đĩ, tại vậy Pb2+ cĩ khả năng bị hấp phụ cao hơn Cd2+. giá trị pH của dung dịch đầu vào dao động trong Bên cạnh đĩ, hiệu quả xử lý Pb cao hơn so với Cd khoảng 7 – 7,5 đều cao hơn giá trị pHPZC; cùng cĩ thể do Pb2+ bị thủy phân, tạo kết tủa và bị lọc với sự cĩ mặt của các nhĩm chức hoạt động (Si- mạnh hơn so với Cd2+. Sự trao đổi ion của các ion O-Si) và O-H (H-bonded) cho thấy bề mặt của hạt hĩa trị 2 cĩ hằng số thủy phân (pK) càng nhỏ diễn vật liệu chế tạo SBC2-400 mang điện tích âm cĩ ra càng mạnh và ngược lại, trong đĩ hằng số thủy ái lực cao với các cation kim loại nặng. phân Pb (pK1 = 7,7) thấp hơn so với hằng số thủy Trong thí nghiệm cột A, hàm lượng đầu vào phân của Cd (pK1 = 10) [28, 29]. của các kim loại As, Cd và Pb lần lượt là 1,0; 0,5 Các khống vật gơtit và khống vật sét cĩ khả và 20 mg/l; sau 1 ngày thí nghiệm giảm xuống năng hấp phụ As rất cao do cấu trúc khống vật cịn 0,2; 0,35 và 0,4 mg/l; sau 9 ngày giảm 0,24; gơtit tạo bề mặt mang điện tích dương [2]. 0,39; 0,5 mg/l; sau 25 ngày tiến hành thí nghiệm Khống vật gơtit liên kết cố định As theo cơ chế chỉ đạt 0,22; 0,46 và 0,6 mg/l. Trong 25 ngày tiến sau [22]: hành thí nghiệm, hiệu suất hấp phụ As, Cd và Pb
5. 202 N.T. Hải và nnk. / Tạp chí Khoa học ĐHQGHN: Các Khoa học Trái đất và Mơi trường, Tập 32, Số 2S (2016) 198-205 2- 2- + 0 Fe - OH + AsO4 + H = Fe - OAsO3 + H2O CdH2AsO4 và CdHAsO4 trong dung dịch [30]. 2+ Ngồi ra, trong điều kiện mơi trường trung Điều này lý giải cho hiệu suất xử lý Cd ở cả 2 hệ tính của dung dịch ban đầu (pH = 7 - 7,5), As (III) thống thí nghiệm cột giảm đi nhanh vào những và As (V) đều di chuyển nhanh [2]. Trong đĩ, các ngày cuối cùng của thí nghiệm do bề mặt khống anion As (V) tương tác phản ứng với Cd2+ tạo nên vật gơtit đã bị lấp đầy dẫn đến khả năng hấp phụ 2 cơ chế đồng hấp phụ và đồng kết tủa trên bề mặt giảm và hiệu suất loại bỏ giảm (Hình 3, 4). khống vật gơtit, kết quả hình thành các hợp chất Hình 3. Đường cong hấp phụ As, Cd, Pb của vật liệu Hình 4. Đường cong hấp phụ As, Cd, Pb của vật liệu SBC2-400 trong thí nghiệm cột A. SBC2-400 trong thí nghiệm cột B.
6. N.T. Hải và nnk. / Tạp chí Khoa học ĐHQGHN: Các Khoa học Trái đất và Mơi trường, Tập 32, Số 2S (2016) 198-205 203 3.3. Khả năng xử lý kim loại nặng As, Cd và Pb của vật liệu SBC2-400 Trong 25 ngày thí nghiệm, hàm lượng As, Cd và Pb trong dung dịch nước đầu ra trong thí nghiệm cột A và cột B lần lượt đạt từ 0,17 - 0,31; 0,22 - 0,46; 0,27 - 0,60 mg/l; và 0,10 - 0,19; 0,07 - 0,10; 0,22 - 0,34 mg/l (Hình 5). Kết quả so sánh giữa hạt liệu SBC2-400 với vật liệu trộn 10% thủy tinh lỏng và nung ở nhiệt độ o 400 C trong 3 giờ (SBC2-400-10S) cho thấy, trong cùng điều kiện thí nghiệm, SBC2-400 cĩ hiệu suất xử lý As, Cd và Pb thấp hơn SBC2- 10-10S [31]. Sự khác nhau về hiệu suất xử lý giữa hai hạt vật liệu này là do SBC2-400-10S được chế tạo thêm chất phụ gia thủy tinh lỏng với thành phần Na2O = 11,5 - 12,5%, SiO2 = 25,5 - 29,5% [31]. Ngồi ra, kết quả nghiên cứu này cho thấy hàm lượng As đầu ra của cả 2 thí nghiệm cột A và cột B đều cao hơn mức hàm lượng cho phép của QCVN 40:2011/BTNMT trong 25 ngày tiến hành thí nghiệm. Hàm lượng Cd trong dung dịch đầu ra của cột A cao hơn mức hàm lượng Cd cho phép trong QCVN 40:2011/BTNMT. Hàm lượng Cd của dung dịch đầu ra của thí nghiệm cột B đạt quy chuẩn cho nước thải cơng nghiệp theo quy chuẩn loại B QCVN40:2011/BTNMT nhưng vẫn cao hơn quy chuẩn loại A đối với nước thải cơng nghiệp xả thải cho mục đích cấp nước sinh hoạt (Hình 5). Đối với Pb, hàm lượng trong dung dịch nước đầu ra ở cả 2 thí nghiệm cột hấp phụ A và B đều đạt QCVN40:2011/BTNMT loại B, tuy Hình 5. Khả năng xử lý As, Cd, nhiên chưa đạt quy chuẩn loại A. Đặc biệt, Pb của hạt vật liệu SBC2-400. trong những ngày cuối của thí nghiệm cột A, hàm lượng Pb trong dung dịch đầu ra vượt quá 4. Kết luận giới hạn cho phép theo quy chuẩn loại B QCVN40:2011/BTNMT (Hình 5). Như vậy, để Vật liệu hấp phụ SBC2-400 chế tạo từ bùn đảm bảo nước đầu ra đạt quy chuẩn mơi trường, thải mỏ sắt Bản Cuơn, tỉnh Bắc Kạn cĩ khả cần kết hợp cơng nghệ xử lý khác hoặc tăng năng xử lý As, Cd và Pb. Trong 25 ngày tiến khối lượng hạt vật liệu SBC2-400. hành thí nghiệm, hiệu suất xử lý As, Cd và Pb tương ứng đạt 53,1 - 83,2; 4,3 - 56,3 và 43,9 -
7. 204 N.T. Hải và nnk. / Tạp chí Khoa học ĐHQGHN: Các Khoa học Trái đất và Mơi trường, Tập 32, Số 2S (2016) 198-205 98,6%. Hiệu suất xử lý Pb cao hơn so với As và equilibrium and kinetics, Water Resources 35 (8) Cd. Hàm lượng Pb của dung dịch đầu ra thấp (2001) 2049-2057. [9] Y. Zhang, M. Yang, X. Huang, Arsenic (V) hơn so với QCVN40:2011/BTNMT, hàm lượng removal with a Ce(IV)-doped iron oxide As của dung dịch đầu ra cao hơn giới hạn cho adsorbent, Chemosphere 51 (2003) 945-952. phép của QCVN40:2011/BTNMT. [10] E. Korngold, N. Belayev, L. Aronov, Removal of arsenic from drinking water by anion exchange, Desalination 141 (2001) 81-84. [11] J. Kim, M.M. Benjamin, Modeling a novel ion Lời cảm ơn exchange process for arsenic and nitrate removal, Water Resources 38 (2004) 2053-2062. Nghiên cứu này được thực hiện với sự hỗ [12] I.A. Katsoyiannis, A.I. Zouboulis, Removal of trợ kinh phí từ Đề tài KHCN-TB.02C/13-18 arsenic from contaminated water sources by thuộc Chương trình Khoa học và Cơng nghệ sorption onto iron-coated polymeric materials, trọng điểm cấp Nhà nước giai đoạn 2013-2018 Water Resources 36 (2002) 5145-5155. “Khoa học và Cơng nghệ phục vụ phát triển bền [13] J.G. Hering, P.J. Chen, J.A. Wilkie, M. vững vùng Tây Bắc”. Tập thể tác giả chân Elimelech, Arsenic removal from drinking water thành cảm ơn sự hỗ trợ cần thiết đĩ. during coagulation, Journal of Environmental Engineering 8 (1997) 800-807. [14] H. Patel, R.T. Vashi, COD and BOD removal from wastewater using nautrally prepared Tài liệu tham khảo adsorbents and their activation forms using sulphuric acid. (Eds.H.A. Aziz and A. Mojiri). In [1] H.M. Chen, Q. Lin, C.R. Zheng, Interaction of Wastewater engineering: advance wastewater Pb and Cd in soil-water-plantsystem and its treatment systems International Journal of mechanism: II Pb-Cd interaction in rhizosphere, Scientific Research Books (2014) 31-40. Pedosphere 8 (1998) 237-244. [15] A. Maiti, S. Dasgupta, J.K. Basu, S. De, [2] P.L. Smedley, D.G.Kinniburgh, A review of the Adsorption of arsenite using natural laterite as source, behaviour, and distribution of arsenic in adsorbent, Separation and Purification natural waters, Applied Geochemistry 17(5) Technology 55 (2007) 350-359. (2002) 517–568. [16] R. Han, L. Zou, X. Zhao, Y. Xu, F. Xu, Y. Li, Y. [3] D.B. Johnson, K.B. Hallberg, Acid mine Wang, Characterization and properties of iron drainage remediation options: A review, Science oxide-coated zeolite as an adsorbent for removal of the Total Environment 338(1) (2005) 3–14. of copper (II) from solution in fixed bed [4] J.H. Kyle, P.L. Breuer, K.G. Bunney, column, Chemical Engineering Journal 149(1) R.P. Leysier, P.M. May, “Review of trace toxic (2009) 123-131. elements (Pb, Cd, Hg, As, Sb, Bi, Se, Te) and [17] K.G. Bhattacharyya, S.S. Gupta, Adsorption of a their deportment “, in gold processing Part 1: few heavy metals on natural and modified Mineralogy, aqueous chemistry, and toxicity, kaolinite and montmorillonite: a review, Hydrometallurgy 107 (2011) 91-100. Advances in Colloid and Interface Science [5] S. Tamaki, W.T. Frankenberger, A review and 140(2) (2008) 114-131. synthesis Environmental Biochemistry of Arsenic, [18] H. Liu, T. Chen, R.L. Frost, An overview of the Reviews of Environmental Contamination and role of goethite surfaces in the Toxicology 124 (1992) 79-110. environment, Chemosphere 103 (2014) 1-11. [6] K. Steenland, P. Boffetta, Lead and cancer in [19] N.T. Minh, Hạt vật liệu chế tạo từ bùn đỏ bauxit humans: where are we now?, American Journal Bảo Lộc và định hướng ứng dụng trong xử lý ơ of Industrial Medicine 38 (2000) 295-299. nhiễm nước thải, Tạp chí các Khoa học về Trái [7] S. Satarug, H.G. Scott, A.S. Mary, A.S. Donald, đất 33 (2011) 231-237. Cadmium, environmental exposure, and health [20] D.Đ. Hùng, N.T. Minh, N.T. Thu, C.S. Thắng, outcomes, Environmental health L.T.P. Dung, Kết quả nghiên cứu bước đầu về perspectives 118 (2010) 182-190. khả năng sử dụng bùn thải mỏ than Bình Minh [8] T.F. Lin, J.K. Wu, Adsorption of arsenite and và Khe Chàm vào việc chế tạo vật liệu hấp phụ arsenate within activated alumina grains:
8. N.T. Hải và nnk. / Tạp chí Khoa học ĐHQGHN: Các Khoa học Trái đất và Mơi trường, Tập 32, Số 2S (2016) 198-205 205 kim loại nặng trong xử lý ơ nhiễm mơi trường [26] P.K. Raul, R.R. Devi, I.M. Umlong, A.J. Thakur, nước, Tạp chí Địa chất 340(A) (2014) 79-90. S. Banerjee, V. Veer, Iron oxide hydroxide [21] D.Đ. Hùng và N.T. Minh, Nghiên cứu hấp phụ nanoflower assisted removal of arsenic from water, Zn (II) dạng cột của hạt vật liệu BVNQ chế tạo Materials Research Bulletin 49 (2014) 360. từ đuơi thải quặng bauxit Bảo Lộc, Tạp chí các [27] N.T. Minh, Nghiên cứu chế tạo sản phẩm hấp Khoa học về Trái đất, 33(3Đ) (2011) 591-598. phụ trên cơ sở nguyên liệu khống tự nhiên [22] N.N. Minh, P.V. Quang, D.T.N. Than, N.T. bazan, đá ong, đất sét để xử lý nước thải ơ nhiễm Huong, Technical analysis application of kim loại nặng và asen, KC02.25/06-10 (2011). electrodynamics to determine surface charge [28] S.T. Bosso, J. Enzweiler, Evaluation of heavy metal density of some minerals in the soil, Soil Science removal from aqueous solution onto scolecite, Water 43 (2014). Research 36(19) (2002) 4795-4800. [23] S. Chotpantarat, S.K. Ong, C. Sutthirat, K. [29] Ư. Yavuz, Y. Altunkaynak, F. Güzel, Removal Osathaphan, Competitive sorption and transport of copper, nickel, cobalt and manganese from of Pb2+, Ni2+, Mn2+, and Zn2+ in lateritic soil aqueous solution by kaolinite, Water Research columns, Journal of Hazardous Materials 190 37(4) (2003) 948-952. (2011) 391-396. [30] W. Jiang, và nnk, Arsenate and cadmium co- [24] M. Jiang, Q. Wang, X. Jin, Z. Chen, Removal of adsorption and co-precipitation on Pb (II) from aqueous solution using modified goethite, Journal of Hazardous Materials 262 and unmodified kaolinite clay, Journal of (2013) 55-63. Hazardous Materials 170 (2009) 332-339. [31] L.S. Chính, M.T. Nhuận, N.X. Hải, N.T. Hải, [25] Y. Glocheux, M.M. Pasarín, A.B. Albadarin, S.J. D.N. Thăng, N.T. Giang, T.D. Quy, N.T.H. Hà, Allen, G.M. Walker, Removal of arsenic from Đánh giá khả năng xử lý kim loại nặng trong groundwater by adsorption onto an acidified nước sử dụng vật liệu chế tạo từ bùn thải mỏ sắt laterite by-product, Chemical Engineering chế biến sắt, Tạp chí Khoa học ĐHQGHN, Journal 228 (2013) 565-574. 32(1S) (2016) 45 -52. Simultaneous Removal of As, Cd and Pb by Modified Ban Cuon Iron Mine Drainage Sludge, Bac Kan Province Nguyen Thi Hai, Dang Ngoc Thang, Nguyen Thi Hoang Ha Faculty of Geology, VNU University of Science, 334 Nguyen Trai, Thanh Xuan, Hanoi, Vietnam Abstract: Arsenic (As), cadmium (Cd), and lead (Pb) are potentially highly toxic trace elements. The present study was conducted to assess the removal efficiency and potential for wastewater treatment by Ban Cuon iron mine drainage sludge, Bac Kan province, which was modified by heating at 4000C in 3 hours (SBC2-400). 50 g of sorbent was put in a fixed bed column of diameter x length x volume = 3 cm x 11.5 cm x 60ml with constant flow rate of 2 ml/min during 25 days of experiment. Initial concentrations of As, Cd and Pb in column A were 1.0, 0.5, and 20 mg/l, respectively, those in column B were 0.4, 0.1, and 0.6 mg/l. The results showed that removal efficiencies of As, Cd, Pb by SBC2-400 in column A were 70.0 - 83.2, 9.8 - 56.3, 97.0 - 98.6%, respectively; those in column B were 53.1 - 76.1, 4.3 - 31.0, 43.9 - 63.9%. Concentrations of As and Cd in outlet water were higher than those in national technical regulation on industrial wastewater QCVN 40:2011/BTNMT. The results of this study indicate the need for increasing the adsorbent dose and combining with other technologies for treatment of wastewater with high initial concentrations of heavy metals. Keywords: Modification, iron mine drainage sludge, sorption, heavy metals, removal, wastewater.