Nghiên cứu ứng dụng xỉ thải pyrit của công ty supe phốt phát và hóa chất lâm thao làm vật liệu xử lý asen và mangan trong nước ngầm sử dụng làm nước sinh hoạt

1
Nghiên cứu ứng dụng xỉ thải pyrit của Công ty
Supe phốt phát và Hóa chất Lâm Thao làm vật
liệu xử lý Asen và Mangan trong nước ngầm
sử dụng làm nước sinh hoạt

Nguyễn Thanh Huyền

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Khoa Hóa học
Luận văn ThS Chuyên ngành: Hóa Phân tích; Mã số: 60 44 29
Người hướng dẫn: PGS.TS. Trần Hồng Côn
Năm bảo vệ: 2011

Abstract: Tổng quan cơ sở lý luận về các vấn đề cần nghiên cứu: Asen
(As); Các phương pháp phân tích As; Mangan (Mn); Các phương pháp
xác định Mn; Lý thuyết cơ bản về quá trình hấp phụ; Các phương pháp
vật lý xác định đặc trưng vật liệu. Trình bày phương pháp nghiên cứu và
tiến hành thực nghiệm: Dụng cụ, hóa chất; Chế tạo vật liệu hấp phụ từ
nguồn nguyên liệu ban đầu; Xác định As bằng phương pháp HgBr2; Xác
định Mn bằng phương pháp trắc quang; Nghiên cứu khả năng hấp phụ
của các vật liệu đối với các ion As và Mn trong dung dịch. Đưa ra một số
kết quả cần nghiên cứu: Thành phần cấu trúc xỉ pyrit ban đầu; Khảo sát
đánh giá hàm lượng As và Mn trong mẫu xỉ; Nghiên cứu hàm lượng As
và Mn trong nước đọng và nước chảy ra từ bãi xỉ; Quy trình hoạt hóa;
Tìm hiểu cấu trúc của vật liệu; Nghiên cứu khả năng hấp phụ của vật
liệu; Khảo sát khả năng hấp phụ Mn2+ của vật liệu

Keywords: Hóa phân tích; Xỉ thải Pyrit; Asen; Mangan; Nước sinh hoạt;
Vật liệu hấp phụ

Content

I- LÝ DO VÀ MỤC ĐÍCH CHỌN ĐỀ TÀI
Nước tự nhiên hiện nay đã bị nhiễm bẩn nặng bởi các nguồn ô nhiễm khác
nhau, làm ảnh hưởng xấu đến chất lượng nước. Từ việc lạm dụng các loại hoá chất
như phân bón hoá học, thuốc trừ sâu, trong nông nghiệp đến các dạng chất thải của
quá trình hoạt động sản xuất công nghiệp. Các chất này sẽ đi vào nước bề mặt thẩm
thấu vào đất, nhiễm vào các nguồn nước ngầm làm ô nhiễm các nguồn nước cung cấp
cho con người sử dụng.
Việc phân tích đánh giá chất lượng nước chiếm một vị trí rất quan trọng, đặc
biệt là phân tích để xác định hàm lượng các kim loại nặng. Mangan, asen là nguyên tố

2
cần thiết cho cuộc sống con người, đặc biệt chống còi xương và suy dinh dưỡng ở trẻ
nhỏ. Nhưng với một lượng lớn các chất chứa Mn, As sẽ gây ra một số bệnh nguy
hiểm, do đó cần phải kiểm soát chặt chẽ các nguồn có khả năng cung cấp Mn, As.
Theo kết quả nghiên cứu cho thấy xỉ thải pyrit của nhà máy Supe phốt phát và
Hóa chất Lâm Thao chứa một lượng lớn Mn và As. Theo thời gian chúng sẽ bị phát
tán ra môi trường xung quang do hiện tượng rửa trôi và tích lũy trong lòng đất. Đối với
bãi xỉ pyrit tồn đọng từ nhiều năm qua (ước tính trên 30.000 tấn, với diện tích khoảng
20 ha), Công ty đã gia cố, xây cao bờ đập bãi xỉ và bờ ngăn của hồ đệm bãi xỉ tiếp giáp
với xã Thạch Sơn nhằm ngăn chặn mọi nguồn nước thải từ Công ty. Để xử lý triệt để
bãi xỉ, trong thời gian qua Công ty đã ký hợp đồng với Công ty cổ phần Chế biến
khoáng sản Vĩnh Phú nhằm xử lý bãi xỉ pyrit còn tồn đọng để thu hồi quặng sắt, theo
cam kết thì đến hết năm 2012, sẽ xử lý xong toàn bộ lượng xỉ pyrit tồn đọng. Công ty
đã xử lý được khoảng 1.200 tấn, song từ tháng 7/2010, Công ty cổ phần Chế biến
khoáng sản Vĩnh Phú đã dừng việc xử lý với lý do tìm kiếm công nghệ mới.

Hình 2.1: Hình ảnh bãi xỉ pyrit
Với ý tưởng tận dụng nguồn nguyên liệu sẵn có, để khắc phục ô nhiễm môi

trường, chúng tôi đã sử dụng chính xỉ thải pyrit sau khi được hoạt hóa làm vật liệu hấp
phụ As, Mn và hướng tới xử lý nước phục vụ cho nước cấp sinh hoạt.
II - MỞ ĐẦU
Trong những thập kỷ gần đây tình trạng ô nhiễm môi trường đã trở thành vấn
đề nóng bỏng được nhiều người, nhiều tổ chức, nhiều quốc gia quan tâm. Chính vì thế
việc bảo vệ sự trong sạch của môi trường sống trên trái đất là nhiệm vụ đặt ra hàng đầu
đối với nhân loại.
Sự phát triển kinh tế xã hội gắn liền với sự phát triển công nghiệp. Tuy nhiên,
với sự phát triển nhanh chóng của các khu công nghiệp cùng quá trình đô thị hoá thì
nguồn nước ngày càng bị nhiễm bẩn bởi các loại chất thải khác nhau. Nước thải từ các
nguồn sinh hoạt, dịch vụ, chế biến thực phẩm và công nghiệp có chứa nhiều chất ô

3
nhiễm, bao gồm các chất ô nhiễm dạng hữu cơ, vô cơ, vi sinh khi đi vào nguồn nước
sẽ gây ô nhiễm nước.
Kiểm soát các nguồn nước thải là công việc hết sức cần thiết nhằm giảm thiểu
ô nhiễm do nước thải. Đặc biệt là các kim loại nặng như asen và mangan cần phải
được kiểm soát chặt chẽ ở ngay tại nơi phát sinh nước thải hoặc trước khi thải vào
nguồn tiếp nhận. Hàm lượng vượt quá mức cho phép của các kim loại này trong thành
phần xỉ thải pyrit của nhà máy Supe phốt phát và hóa chất Lâm Thao là một tác nhân
gây ô mhiễm môi trường nghiêm trọng. Do đó việc xử lý các kim loại nặng asen và
mangan trong nước thải là rất quan trọng.
Đã có nhiều công trình khoa học nghiên cứu về asen và mangan và các phương
pháp xử lý chúng trong môi trường, như phương pháp kết tủa, phương pháp thẩm thấu
ngược hay phương pháp điện thẩm tách. Các phương pháp này thường là khá tốn kém
hoặc gây ra một lượng bùn thải lớn. Những năm gần đây, phương pháp sử dụng vật
liệu hấp phụ đang được chú ý nhiều trên thế giới. So với các phương pháp khác thì
phương pháp này có ưu điểm là nguyên liệu rẻ tiền, sẵn có, không đưa thêm vào nước
thải các tác nhân độc hại. Luận văn này tập trung nghiên cứu khả năng tách loại asen
và mangan bằng vật liệu hấp phụ được sử dụng chính là xỉ thải pyrit sau khi được hoạt

hóa.


III – TÓM TẮT LUẬN VĂN
Chƣơng 1 – TỔNG QUAN
1.1. Asen (As)
Asen (ký hiệu As) có số nguyên tử là 33, là nguyên tố phổ biến thứ 12 trong vỏ
trái đất chiếm 1.10
-4
% tổng số nguyên tử trong vỏ trái đất, khối lượng nguyên tử của
nó bằng 74,92; tồn tại chủ yếu ở dạng asen 3 và 5. Asen có trong các khoáng vật
sunfua: reanga (As
4
S
4
), oripimen (As
2
S
3
). Nguyên tố asen có một vài dạng thù hình,
dạng kim loại và dạng không kim loại. Dạng không kim loại của asen được tạo nên khi
làm ngưng tụ hơi của nó, khi đó asen có màu vàng, dạng kim loại của asen có màu
trắng bạc.
Tùy theo từng điều kiện môi trường mà asen có thể tồn tại ở nhiều trạng thái oxi
hóa khác nhau: -3, 0, +3,+5. Trong nước tự nhiên, asen tồn tại chủ yếu ở 2 dạng hợp
chất vô cơ là asenat [As(V)], asenit [As(III)]. As(V) là dạng tồn tại chủ yếu của asen
trong nước bề mặt và As(III) là dạng chủ yếu của asen trong nước ngầm. Dạng As(V)

4
hay các arsenate gồm AsO

4
3-
, HAsO
4
2-
, H
2
AsO
4
-
, H
3
AsO
4
;

còn dạng As(III) hay các
arsenit gồm H
3
AsO
3
, H
2
AsO
3
-
, HAsO
3
2-
và AsO

3
3-
. Asen còn tồn tại ở nhiều dạng hợp
chất hữu cơ như: metylasonic, đimetylasinic. Các dạng tồn tại của asen trong nước phụ
thuộc vào pH và thế oxi hoá khử E
h
của môi trường.
Asen là chất độc mạnh có khả năng gây ung thư cao, liều LD50 đối với con
người là 1 – 4 mg/kg trọng lượng cơ thể. Tuy nhiên, tùy thuộc vào các trạng thái oxi
hóa của asen mà asen thể hiện tính độc khác nhau. Cả As(III) và As(V) đều là những
chất độc, các hợp chất asen vô cơ độc hơn so với asen hữu cơ [13]. Tính độc của asen
theo thứ tự: AsH
3
>asenit> asenat > monomethyl arsenoic axit (MMAA) > dimethyl
arsinic axit (DMAA). Có khoảng 60 – 70% asen vô cơ đi vào cơ thể và được giải
phóng ra ngoài bằng đường nước tiểu ở dạng DMAA và MMAA [16,18].
1.2. Mangan (Mn)
Mangan là nguyên tố tương đối phổ biến trong tự nhiên, nó đứng thứ 3 trong
các kim loại chuyển tiếp sau Fe và Ti. Trữ lượng của Mn trong vỏ Trái Đất là 0.032%.
Mangan không tồn tại ở trạng thái tự do mà chỉ tồn tại trong các quặng và các khoáng
vật. Khoáng vật chính của mangan là hausmanit (Mn
3
O
4
) chứa khoảng 72% Mn,
priolusit (MnO
2
) chứa khoảng 63% Mn, braunit (Mn
2
O

3
) và manganit (MnOOH).
Mangan cũng được tìm thấy trong các mô động vật và thực vật.
Khi bị nhiễm độc mangan, nạn nhân thường có những biểu hiện như rối loạn
tâm lý, rối loạn thần kinh dẫn đến bệnh paskinson (bệnh rung cơ). Run nhẹ có làm việc
được nhưng năng suất lao động giảm, run nặng không làm việc được ảnh hưởng tới
cuộc sống. Khi mổ tử thi những nạn nhân bị tử vong do nhiễm độc mangan cho thấy
thần kinh trung ương bị tổn thương. Liều tối thiểu gây ngộ độc đối với người rất khó
xác định, song những người thường xuyên tiếp xúc với không khí chứa khoảng 2-
5mg/m
3
nhận thấy có những tác động bất lợi.
Mangan có độc tính nặng tới màng nguyên sinh chất của tế bào, tác động lên hệ
thần kinh trung ương, gây tổn thương thận và bộ máy tuần hoàn. Nếu nhiễm nặng có thể
dẫn đến tử vong. Mangan được xác định là nguyên tố gây ung thư.
Tỷ lệ hấp thụ mangan vào cơ thể phụ thuộc vào số lượng mangan thâm nhập và
sự hiện diện của các kim loại khác như Fe, Cu.
1.3. Lý thuyết cơ bản về quá trình hấp phụ
Hấp phụ là sự tích luỹ chất trên bề mặt phân cách pha. Chất có bề mặt trên đó xảy
ra sự hấp phụ gọi là chất hấp phụ, còn chất được tích luỹ trên bề mặt gọi là chất bị hấp
phụ. Nếu chất bị hấp phụ xuyên qua lớp bề mặt đi sâu vào thể tích chất hấp phụ giống như
sự hoà tan thì hiện tượng đó gọi là sự hấp thụ. Hấp phụ và hấp thụ gọi chung là hấp thu.

5
Quá trình ngược với hấp phụ, khi chất đi ra khỏi bề mặt gọi là sự giải hấp. Khi quá trình
hấp phụ đạt tới trạng thái cân bằng thì tốc độ hấp phụ bằng tốc độ giải hấp.
Hấp phụ vật lý và hấp phụ hoá học
Tuỳ theo bản chất của lực tương tác giữa chất hấp phụ và chất bị hấp phụ mà
người ta chia ra thành hấp phụ vật lý hay hấp phụ hoá học.
Hấp phụ vật lý gây ra bởi lực Van Der Walls giữa phân tử chất bị hấp phụ với

bề mặt của chất hấp phụ. Liên kết này yếu, dễ bị phá vỡ.
Trong rất nhiều quá trình hấp phụ xảy ra đồng thời cả hai loại hấp phụ trên.
Hấp phụ hoá học được coi là trung gian giữa hấp phụ vật lý và phản ứng hoá học.
Để phân biệt hấp phụ vật lý và hấp phụ hoá học người ta đưa ra một số tiêu
chuẩn sau: Hấp phụ vật lý có thể là đơn hoặc đa lớp, còn hấp phụ hoá học chỉ là đơn lớp.
Nhiệt hấp phụ: Đối với hấp phụ vật lý lượng nhiệt toả ra nằm trong khoảng 2
đến 6 Kcal/mol; còn hấp phụ hoá học ít khi thấp hơn 22 Kcal/mol.
Tốc độ hấp phụ: Hấp phụ vật lý không đòi hỏi sự hoạt hoá phân tử do đó xảy ra rất
nhanh; hấp phụ hoá học nói chung đòi hỏi sự hoạt hoá phân tử do đó xảy ra chậm hơn.
Nhiệt độ hấp phụ: Hấp phụ vật lý thường xảy ra ở nhiệt độ thấp; hấp phụ hoá
học xảy ra ở nhiệt độ cao hơn.
Tính đặc thù: Hấp thụ vật lý ít phụ thuộc vào bản chất hoá học bề mặt, trong khi đó
hấp phụ hoá học đòi hỏi phải có ái lực hoá học, do đó nó mang tính đặc thù rõ rệt.

Chƣơng 2 - PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU VÀ THỰC NGHIỆM
2.1. Dụng cụ và hóa chất
2.1.1. Dụng cụ
- Giấy lọc băng xanh. Pipet: 0.5ml, 1ml, 2ml,5ml,10ml,25ml, 50ml.
- Phễu lọc buner, đũa thủy tinh. Chén nung.
- Tủ sấy, lò nung, máy lắc, bếp điện, máy trắc quang.
- Bình định mức 25; 50; 100; 250; 500; 1000 ml.
- Bình tam giác 250ml. Bình tia nước cất.
2.1.2. Hóa chất
+ Dung dịch gốc Mn
2+
có nồng độ 1g/l. Cân chính xác 0,3073g MnSO
4
.H
2
O đã

sấy khô. Hòa tan bằng H
2
O cất rồi chuyển vào bình định mức 100 ml, thêm nước cất
tới thể tích chung 100,00ml thu được dung dịch gốc có nồng độ Mn
2+
là 1g/l.
+ Dung dịch gốc asen chuẩn có nồng độ 1g/l. Cân chính xác 1,3200g As
2
O
3

tinh khiết phân tích hòa tan trong 10ml dung dịch NaOH 10% khuấy đều rồi cho vào
bình định mức 1000ml, tráng cốc 3 lần bằng nước cất. Dùng axit HCl 1:1 chuyển dung

6
dịch asenit sang môi trường axit. Sau đó thêm nước cất đến vạch mức. Dung dịch pha
xong đựng trong chai polyetylen, từ dung dịch gốc pha ra các dung dịch có nồng độ
tùy ý khi sử dụng.
+ Dung dịch bạc nitrat AgNO
3
10%. Hòa tan 10g AgNO
3
trong 90ml nước cất
đựng vào bình sẫm màu.
+ Axit sunfuric đặc H
2
SO
4.

+ Amonipesunfat (NH

4
)
2
S
2
O
8
tt.
+ Axit HCl đặc, HCl 1:2, HCl 1:1.
+ Thiếc hạt.
+ Dung dịch KI 10%: Cân 10 gam KI tinh khiết hoà tan bằng nước cất và định
mức đến vạch mức trong bình định mức 100 ml. Dung dịch sau khi pha xong để trong lọ
màu tối và bảo quản ở nơi không có ánh sáng trực tiếp chiếu vào.
+ Dung dịch SnCl
2
bão hoà: Lấy 200g Sn hoà tan trong 100 ml HCl đặc, cho
phản ứng trong 24h được dung dịch SnCl
2
, giữ không cho Sn tan hết.
+ Kẽm hạt tinh khiết không chứa asen.
+ Giấy tẩm Pb(CH
3
COO)
2
: Cân 10g Pb(CH
3
COO)
2
hoà tan trong 100 ml nước
cất, tẩm lên giấy lọc, để khô sau đó cắt với kích thước 60x60mm.

+ Giấy tẩm HgBr
2
: Hoà tan 4g HgBr
2
trong 100 ml cồn 95%, tẩm dung dịch lên
giấy lọc không chứa asen để khô tự nhiên, sau đó cắt nhỏ thành kích thước 3x150mm.
2.2. Chế tạo vật liệu hấp phụ từ nguồn nguyên liệu ban đầu.
Mẫu xỉ được lấy ở bãi nhiều xỉ chứa các hạt bằng nhau (cỡ hạt 0,5 – 1,0mm)
nung trong lò hở ở nhiệt độ 950
o
C trong vòng 4h để nguội rửa sạch rồi sấy khô. Chúng
tôi tiến hành loại As và Mn bằng cách ngâm trong dung dịch NaOH 0,5M đun sôi
khoảng 30 phút, sau đó chúng tôi rửa bằng nước cất cho đến hết OH
-
. Vật liệu tiếp tục
được hoạt hóa bằng cách ngâm trong HCl 3M trong vòng 3h sau đó trung hòa bằng
NaOH 0,5M đến môi trường pH trung tính. Rửa sạch kiềm dư và sấy khô ở 60
o
C.
Vật liệu M1: Vật liệu sau khi loại As và Mn, hoạt hóa và sấy khô ở 60
o
C (M1)
Vật liệu M2: Vật liệu sau khi loại As, Mn hoạt hóa và sấy khô ở 60
o
C chúng tôi cho
nung ở 300
o
C thời gian 2h (M2).
2.3. Xác định asen bằng phƣơng pháp HgBr
2

Lấy một lượng chính xác mẫu cần phân tích (V = 50,00 ml) vào bình định mức
100 ml. Sau đó thêm lần lượt 30 ml HCl 1:2 và 1 ml KI để khử toàn bộ As (V) về
As(III). Để yên trong 15 phút. Lượng I
2
giải phóng làm cho dung dịch có màu vàng.
Cho 2 giọt SnCl
2
bão hoà vào trong thiết bị để khử I
2
về dạng I
-
, để yên trong 5 phút,

7
nếu không thấy xuất hiện màu vàng là được. Giấy tẩm HgBr
2
đo cắt nhỏ dài 15 cm,
rộng 3 mm được cho vào ống thuỷ tinh nhỏ, dài, khô, có nút cao su, được nối với thiết
bị. Giấy phải được vuốt thẳng trước khi cho vào ống. Tiếp theo, cho 4g Zn kim loại
vào thiết bị. Quấn nhanh giấy tẩm Pb(CH
3
COO)
2
vào phần trên thiết bị rồi nối ống
thuỷ tinh có chứa giấy tẩm HgBr
2
vào miệng bình.
Để phản ứng xảy ra trong 60 phút. Sau đó lấy giấy tẩm HgBr
2

ra đo chiều cao
khoảng có màu. Chiều cao của dải màu ký hiệu là L, đơn vị đo là mm. Lượng asen có
trong mẫu phân tích sẽ tỉ lệ với chiều cao L này.
2.4. Xác định mangan bằng phƣơng pháp trắc quang.
Dùng pipet hút chính xác 9,5ml dung dịch mẫu phân tích vào ống nghiệm khô,
thêm 0,5ml axit H
2
SO
4
đặc; 2-3 giọt AgNO
3
10%. Thêm tiếp 1g amonipesunfat, lắc
đều cho tan hết. Sau đó đem đun cách thủy cho dung dịch hiện màu (khoảng 10 – 15
phút). Để nguội rồi đem đo mật độ quang trên máy trắc quang ở bước sóng λ = 525 nm
với dung dịch so sánh là mẫu trắng.

Chƣơng III - KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN
3.1. Thành phần cấu trúc xỉ pyrit ban đầu
Bằng phương pháp Rơnghen, thành phần khoáng vật kết tinh trong xỉ được xác
định như sau:

Faculty of Chemistry, HUS, VNU, D8 ADVANCE-Bruker - Mau Quang
01-070-3755 (C) - Quartz - SiO2 - Y: 31.73 % - d x by: 1. - W L: 1.5406 - Hexagonal - a 4.91600 - b 4.91600 - c 5.40900 - alpha 90.000 - beta 90.000 - gamma 120.000 - Primitive - P3121 (152) - 3 - 113.206 -
00-025-1402 (I) - Maghemite-Q, syn - Fe2O3 - Y: 47.45 % - d x by: 1. - WL: 1.5406 - Tetragonal - a 8.34000 - b 8.34000 - c 25.02000 - alpha 90.000 - beta 90.000 - gamma 90.000 - Primitive - P43212 (96) -
00-024-0072 (D) - Hematite - Fe2O3 - Y: 54.70 % - d x by: 1. - WL: 1.5406 - Rhombo.H.axes - a 5.03800 - b 5.03800 - c 13.77200 - alpha 90.000 - beta 90.000 - gamma 120.000 - Primitive - R-3 (148) - 6 - 3
File: Huyen K20 mau quang.raw - Type: Locked Coupled - Start: 10.000 ° - End: 70.000 ° - Step: 0.030 ° - Step time: 1. s - Temp.: 25 °C (Room) - Time Started: 12 s - 2-Theta: 10.000 ° - Theta: 5.000 ° - Chi:
Lin (Cps)
0
100
200

300
400
2-Theta - Scale
10 20 30 40 50 60 70
d=4.237
d=3.690
d=3.341
d=3.202
d=2.959
d=2.792
d=2.699
d=2.520
d=2.452
d=2.287
d=2.204
d=2.090
d=1.842
d=1.693
d=1.607
d=1.524
d=1.569
d=1.482
d=1.453
d=1.386

Hình 3.1: Dạng thù hình của nguyên liệu đầu
Thành phần điển hình nhất là Fe
2
O
3

= 47,45 - 54,70%, SiO
2
= 31,73%, ngoài ra
còn có các thành phần khác như Fe
3
O
4
, FeS
2
(sản phẩm chưa cháy hoàn toàn của
nguyên liệu), CaCO
3
và còn chứa một lượng Mn, As. Thành phần Fe
2
O
3
trong nguyên
liệu khá cao, điều đó có lợi rất nhiều trong việc tạo ra một vật liệu có khả năng hấp
phụ asen tốt. Các thành phần khác không gây ảnh hưởng gì trong quá trình xác định.
3.2. Quy trình hoạt hoá
Thành phần chủ yếu trong xỉ là Fe
2
O
3
được sử dụng làm nguồn cung cấp ion
Fe
3+
để cố định Fe(OH)
n
trên bề mặt.

8
Xỉ được ngâm trong axit để hoà tan Fe
2
O
3
nhằm đưa Fe
3+
ra khỏi xỉ. Các phân
tử ở trong mạng lưới tinh thể đã được cân bằng về lực theo mọi hướng, trong khi đó
các phần tử (phân tử, nguyên tử, ion) ở bề mặt lại chưa cân bằng về lực, chúng luôn có
xu hướng bị hút vào bên trong để thu nhỏ bề mặt lại. Do đó bề mặt chất rắn sẽ hút các
ion Fe
3+
bị thôi ra dung dịch sau khi ngâm trong axit tạo thành dạng Fe
2
O
3
. Fe
3+
.








Hình 3.7: Xử lý xỉ trong axit

Sau ba giờ ngâm trong HCl 3M ta tiến hành trung hoà bằng NaOH 0,5M đến
môi trường pH trung tính. Rửa sạch, sấy khô thu được vật liệu đã được cố định lớp sắt
hiđroxit trên bề mặt, kí hiệu M1.






Hình 3.8: Kết tủa sắt hiđrixit trên bề mặt xỉ pyrit
Quy trình hoạt hoá có thể tóm tắt như sau:











Fe
3
+

Fe
3
+

Fe
3
+

Fe
3
+

Fe
3
+

Fe
3
+

Fe
3
+

Fe
3
+

Fe
3
+

+ H
+

Fe
3
+

Fe
3
+

Fe
3
+

Fe
3
+

Fe
3
+

Fe
3
+

Fe
3
+

Fe

3
+

Fe
3
+

+ OH
-

Màng
hiđroxit sắt
Xỉ pyrit
0,5 – 1,0 mm
Ngâm trong HCl
t = 3 h
Kết tủa bằng NaOH
0,5 M. Ngâm 30 phút
Rửa sạch
sấy khô

9
Tóm lại: Vật liệu ban đầu có thành phần khá phức tạp bao gồm Fe
2
O
3
(sản phẩm
chính của quá trình đốt pyrit), Fe
3
O

4
, FeS
2
(là sản phẩm chưa cháy hoàn toàn của
nguyên liệu), SiO
2
, CaCO
3
và có chứa một lượng khá cao As, Mn. Vật liệu ban đầu
này theo kết quả khảo sát chính vật liệu và nước thôi ra ở trên có chứa nhiều As và
Mn. Ý tưởng dùng vật liệu này để xử lý As ban đầu có thể xem như là bất khả thi. Vì
vậy trước tiên phải được loại bỏ hết As và cố định Mn.
Khi vật liệu được nung ở t
o
= 950
0
C trong vòng 4h, hầu hết các sản phẩm chưa
cháy hết đã chuyển hoàn toàn về dạng Fe
2
O
3
và phần lớn As đã bị loại qua thăng hoa
dưới dạng As
2
O
3
. Phần As
2
O
3

còn lại sau xử lý mẫu bằng kiềm, axit sẽ bị loại hoàn
toàn. Vật liệu sau loại As thì Mn ở các dạng khác cũng chuyển sang dạng MnO
2
.
Vật liệu ban đầu chứa chủ yếu là Fe
2
O
3
có bề mặt khá trơ nên khả năng hấp phụ
kém. Tiến hành hoạt hóa vật liệu chúng tôi nhằm tạo ra một lớp sắt hydroxit màng phủ
trên các hạt vật liệu. Để không cần sử dụng muối sắt, vật liệu đã được ngâm trong HCl
3M trong vòng 3h. Quá trình ngâm này đã tạo được dung dịch có nồng độ Fe
3+
trong
khoảng 2.10
-2
– 10
-1
M. Khi thủy phân Fe
3+
trong dung dịch, Fe(OH)
3
kết tủa sẽ lắng
đọng trên bề mặt của các hạt vật liệu.
Vật liệu phủ Fe(OH)
3
có bề mặt rất hoạt động, khi sấy ở t
0
= 60
0

- 70
0
C

phần lớn
Fe(OH)
3
chuyển sang dạng FeOOH và bám chắc hơn trên bề mặt vật liệu. Để lớp phủ
bền hơn chúng tôi đã tiến hành nung ở 300
0
C, vật liệu qua nung khá trơ trong nước
song dung lượng hấp phụ bị giảm đôi chút so với vật liệu phủ Fe(OH)
3
mới sinh.
Sự hoạt hóa vật liệu nhằm tạo ra một lớp oxit/hydroxit lên trên bề mặt của vật
liệu, tăng khả năng hấp phụ asen, kim loại nặng lên bề mặt vật liệu. Lớp vỏ bề mặt
được phủ bởi FeOOH và MnO
2
có khả năng hấp phụ kim loại nặng. Độ hấp phụ được
quyết định bởi độ xốp trên bề mặt vật liệu.
3.3. Nghiên cứu cấu trúc của vật liệu
3.3.1. Nghiên cứu cấu trúc bề mặt vật liệu (SEM)
Vật liệu sau hoạt hóa được xem xét bề mặt nhờ phương pháp kính hiển vi điện
tử quét (SEM). Kết quả cho thấy lớp hidroxit đã phủ kín bề mặt vật liệu gốc. Lớp sắt
hidroxit khá dày, là tập hợp các phân tử hidroxit vô định hình có kích thước cỡ nm.
Như vậy, các trung tâm được cho là có khả năng hấp phụ asen tốt - Fe(OH)n đã được
cố định và phân bố rất đồng đều tạo thành lớp màng bao phủ toàn bộ bề mặt vật liệu.
Kết quả chụp nhiễu xạ tia X cũng cho cùng kết quả. Một lần nữa có thể khẳng định rõ
ràng lớp sắt hidroxit đã được cố định tồn tại ở dạng vô định hình.

10

Hình 3.10: Hình ảnh bề mặt vật liệu của vật liệu M1

Hình 3.14: Hình ảnh bề mặt vật liệu của vật liệu M2

Từ kết quả chụp SEM ta thấy bể mặt vật liệu là những hạt chất rắn kích thước cỡ
nano sắp xếp một cách ngẫu nhiên tạo nên bề mặt vật liệu có nhiều lỗ trống, xốp làm
tăng diện tích lớp hấp phụ bề mặt. Vật liệu M1 có bề mặt xốp, rỗng, vật liệu M2 có bề
mặt trơ hơn nên ta có thể dự đoán rằng khả năng hấp phụ của vật liệu M1 sẽ tốt hơn.
3.3.2. Dạng thù hình của vật liệu
Faculty of Chemistry, HUS, VNU, D8 ADVANCE-Bruker - Mau M1
01-089-8104 (C) - Hematite, syn - Fe2O3 - Y: 17.88 % - d x by: 1. - WL: 1.5406 - Rhombo.H.axes - a 5.02300 - b 5.02300 - c 13.70800 - alpha 90.000 - beta 90.000 - gamma 120.000 - Primitive - R-3c (167) -
` - File: Huyen K20 mau M1.raw - Type: Locked Coupled - Start: 20.000 ° - End: 70.010 ° - Step: 0.030 ° - Step time: 1. s - Temp.: 25 °C (Room) - Time Started: 21 s - 2-Theta: 20.000 ° - Theta: 10.000 ° - Chi
Lin (Cps)
0
100
200
300
400
500
600
700
800
2-Theta - Scale
20 30 40 50 60 70
d=4.363
d=4.134
d=2.416
d=1.697

d=2.695
d=3.292
d=2.511
d=2.161
d=1.486
d=2.223

Hình 3.15: Dạng thù hình của vật liệu M1

11
Faculty of Chemistry, HUS, VNU, D8 ADVANCE-Bruker - Mau M2
01-089-8103 (C) - Hematite, syn - Fe2O3 - Y: 97.38 % - d x by: 1. - WL: 1.5406 - Rhombo.H.axes - a 5.02060 - b 5.02060 - c 13.71960 - alpha 90.000 - beta 90.000 - gamma 120.000 - Primitive - R-3c (167) -
` - File: Huyen K20 mau M2.raw - Type: Locked Coupled - Start: 20.000 ° - End: 70.010 ° - Step: 0.030 ° - Step time: 1. s - Temp.: 25 °C (Room) - Time Started: 10 s - 2-Theta: 20.000 ° - Theta: 10.000 ° - Chi
Lin (Cps)
0
100
200
300
400
500
600
700
800
2-Theta - Scale
20 30 40 50 60 70
d=3.654
d=3.513
d=2.694
d=2.509
d=2.181

d=1.834
d=1.693
d=1.484
d=1.453

Hình 3.16: Dạng thù hình của vật liệu M2
Dựa vào kết quả thu được từ phổ X-ray ta thấy tất cả vật liệu phần lớn có cấu
trúc ở dạng vô định hình, rất ít các vi tinh thể của sắt oxit. Ở dạng này vật liệu có diện
tích bề mặt lớn và có khả năng hấp phụ cao hơn.
3.4. Nghiên cứu khả năng hấp phụ của vật liệu
3.4.1. Khảo sát thời gian cân bằng hấp phụ asen của vật liệu
Vật liệu ban đầu có độ bền cơ học kém, dễ vỡ hạt khi tiến hành hấp phụ nên để
tăng độ bền cơ học, vật liệu được nung ở 950
0
C trong 4 giờ. Xỉ Pyrit sau khi biến tính
nhiệt được chọn làm vật liệu nền để cố định sắt hiđroxit.
Vật liệu M1
Với mục đích xác định thời gian cân bằng hấp phụ, chúng tôi tiến hành khảo sát
quá trình hấp phụ theo thời gian của vật liệu M
1
, với các điều kiện:
Nồng độ đầu vào của dung dịch asen (III) là 1000ppb.
Khối lượng vật liệu: 1,0g. Thể tích dung dịch hấp phụ: 100ml
Thời gian hấp phụ: 30, 60, 90, 120, 180, 240, phút
Kết quả thu được như sau:
Bảng: Thời gian cân bằng hấp phụ của vật liệu M1
Thời gian (ph)
30
60
90

120
180
240
C
l
(ppb)
311,84
243,84
201,84
173,84
145,84
143,84
HSHP %
68,82
75,62
79,82
82,62
85,42
85,63


65
70
75
80
85
90
0 30 60 90 120 150 180 210 240 270
Thời gian (phút)
Hiệu suất HP (%)

12
Hình: Đồ thị hiệu suất hấp phụ asen theo thời gian
Sau 3h nồng độ asen gần như không thay đổi, vậy thời gian cân bằng hấp phụ
có thể coi là 3h.
Vật liệu M2
Tương tự vật liệu M1 chúng tôi khảo sát trong thời gian 3h, thu được kết quả sau:

Bảng: Thời gian cân bằng hấp phụ của vật liệu M
2

Thời gian (ph)
30
60
90
120
180
240
C
s
(ppb)
627.84
375.84
301.84
275.84
237.84
221.84
HSHP %
37.22

62.42
69.82
72.42
76.22
77.82
0
20
40
60
80
100
0 30 60 90 120 150 180 210 240 270
Thời gian (phút)
Hiệu suất HP (%)

Hinh: Đồ thị hiệu suất asen theo thời gian
Từ đồ thị ta thấy 30ph - 120ph đầu tốc độ hấp phụ tăng rất nhanh; từ phút thứ
180 đến 240 tốc độ hấp phụ tăng chậm, ít thay đổi gần như đạt cân bằng. Với vật liệu
M
2
thì hiệu suất hấp phụ thấp hơn vật liệu M
1
, qua ảnh SEM ta thấy bề mặt vật liệu M
2

trơ hơn, ít xốp, ít lỗ hổng hơn vật liệu M
1
nên khả năng hấp phụ kém hơn. Vì vậy mà
trong các bước thí nghiệm tiếp theo ta sử dụng vật liệu M
1

làm vật liệu hấp phụ chính.
3.4.2. Khảo sát phương trình hấp phụ đẳng nhiệt của vật liệu
Để tìm tải trọng hấp phụ cực đại của vật liệu M1 chúng tôi đã tiến hành khảo
sát với các dung dịch asen có nồng độ dung dịch khác nhau: 5ppm, 20ppm, 40ppm,
60ppm, 80ppm, 100ppm, 150ppm, 200ppm.
Thực hiện quá trình hấp phụ với các điều kiện sau:
Thể tích dung dịch hấp phụ: 100ml. Khối lượng chất hấp phụ: 1,0g
Thời gian hấp phụ: 180 phút. Tải trọng hấp phụ của vật liệu
C
s
= lượng chất bị hấp phụ/ lượng chất hấp phụ.

0.1
1.0*)(
0 l
s
CC
C


(mg/g)
Trong đó:

13
C
0
: Nồng độ asen trước khi hấp phụ.
C
l,
C

s
: Nồng độ asen cân bằng trong dung dịch và trong pha rắn
Kết quả thu được như sau:
Đối với vật liệu M1
Bảng: Các giá trị đường cong hấp phụ của vật liệu M1
C
0
( ppm )
5
10
20
40
60
80
100
150
200
C
l
( ppm)
0.56
1.01
1.26
2.97
3.85
6.73
10.56
32.5
65.21
C

s
( mg/g )
0.44
0.9
1.87
3.7
5.62
7.33
8.94
11.75
13.48
C
l
/C
s

1.27
1.12
0.67
0.8
0.69
0.92
1.18
2.77
4.84

0
4
8
12

16
0 20 40 60 80
Cl (ppm)
Cs (mg/g)

Hình: Đường cong hấp phụ asen của vật liệu M1

y = 0.0623x + 0.7219
R
2
= 0.9624
0
1
2
3
4
5
6
0 20 40 60 80
C
l
(ppm)
C
l
/Cs

Hình: Đường xác định tải trọng asen của vật liệu M1
Theo kết quả trên bảng 3.4, để tính lượng hấp phụ cực đại, chúng tôi tiến hành
vẽ đồ thị phương trình Langmuir biến đổi và được đường thẳng như trên hình 3.21.
Đường thẳng có hệ số góc là 0,0497. Từ đó giá trị C

m
tính được là 16,05 mg/g. Với
khối lượng vật liệu đem thí nghiệm là 1 g thì hấp phụ được 16,05 mg asen và hệ số cân
bằng b = 0,086.
3.4.3. Khảo sát khả năng hấp phụ động của vật liệu
Từ kết quả hấp phụ tĩnh của vật liệu trên, ta thất vật liệu M
1
có tải trọng hấp
phụ cực đại Cm = 20,12 mg/g là cao nhất. Nên ta chọn vật liệu này để hấp phụ động.
Tiến hành:

14
Chuẩn bị dung dịch asen có nồng độ 200 ppb, cho 10 g vật liệu vào cột hấp
phụ. Cho dung dịch asen chảy qua cột với tốc độ 2ml/phút. Sau cứ 50 ml ta lại đem đo
dung dịch ở đầu ra 1 lần.
Bảng: Sự phụ thuộc nồng độ asen theo thể tích dung dịch qua cột
V(ml)
C(ppb)
V(ml)
C(ppb)
V(ml)
C(ppb)
100
0
1700
13.77
3300
97.34
200
0

1800
15.01
3400
110.31
300
0
1900
17.34
3500
130.24
400
0
2000
24.49
3600
140.56
500
0
2100
25.68
3700
155.32
600
1.13
2200
30.44
3800
165.45
700
2.5

2300
35.20
3900
170.22
800
4.23
2400
36.39
4000
180.64
900
5.4
2500
38.77
4100
193.54
1000
6.63
2600
39.96
4200
195.31
1100
7.82
2700
43.34
4300
196.55
1200
8.5

2800
44.73
4400
197.44
1300
9.01
2900
51.86
4500
198.5
1400
10.4
3000
60.42
4600
199.84
1500
11.39
3100
70.45
4700
200.1
1600
12.34
3200
88.11
4800
200.2
-50
0

50
100
150
200
250
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000
Thể tích đầu ra (ml)
Nồng độ đầu ra (ppb)

Hình: Sự phụ thuộc asen đầu ra vào thể tích dung dịch qua cột
Từ bảng ta thấy sau 1300 ml đầu tiên nồng độ asen ở đầu ra đo được <10ppb
(đạt tiêu chuẩn cho phép cho nước sinh hoạt < 10ppb). Nếu lấy 10g vật liệu có thể xử
lý được 2800ml nước nhiễm asen 200ppb.
3.5. Khảo sát khả năng hấp phụ Mn
2+
của vật liệu
3.5.1. Khảo sát thời gian cân bằng hấp phụ Mn
2+
của vật liệu
Nồng độ đầu vào của dung dịch Mn
2+
là 5ppm.
Khối lượng vật liệu: 1,0g. Thể tích dung dịch hấp phụ: 100ml
Thời gian hấp phụ: 5, 10, 20, 30, 40, 60, 90 phút

15
Kết quả thu được như sau:
Bảng: Thời gian cân bằng hấp phụ của vật liệu M1
Thời gian (ph)
5

10
20
30
40
60
90
C
l
(ppb)
2,165
2,025
1,829
1,633
1,549
1,493
1,465
HSHP %
56,88
59,50
63,42
67,34
69,02
70,14
70,7
Sau 60 phút nồng độ Mn
2+
gần như không thay đổi, vậy thời gian cân bằng có
thể coi là 60 phút.
50
55

60
65
70
75
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
Thời gian (phút)
Hiệu suất H (%)

Hình 3.24: Đồ thị hiệu suất hấp phụ theo thời gian
3.5.2. Khảo sát phương trình hấp phụ đẳng nhiệt của vật liệu
Để tìm tải trọng hấp phụ cực đại của vật liệu M1 chúng tôi đã tiến hành khảo
sát với các dung dịch Mn
2+
có nồng độ dung dịch khác nhau: 5ppm, 10ppm, 20ppm,
30ppm, 40ppm, 50ppm.
Thực hiện quá trình hấp phụ tĩnh với các điều kiện sau:
Thể tích dung dịch hấp phụ: 100ml. Khối lượng chất hấp phụ: 1,0g
Thời gian hấp phụ: 60 phút
Tải trọng hấp phụ của vật liệu
C
s
= lượng chất bị hấp phụ/ lượng chất hấp phụ.

0.1
1.0*)(
0 l
s
CC
C



(mg/g)
Trong đó: C
0
: Nồng độ asen trước khi hấp phụ.
C
l,
C
s
: Nồng độ asen cân bằng trong dung dịch và trong pha rắn
Kết quả thu được như sau:
Bảng: Các giá trị đường cong hấp phụ của vật liệu M1
C
0
( ppm )
5
10
20
30
40
50
60
80
C
l
( ppm)
1.69
3.77
6.19
10.85

16.81
24.53
31.34
49.05
C
s
( mg/g )
0.3
0.62
1.38
1.92
2.32
2.55
2.87
3.1
C
l
/C
s

5.12
6.08
4.49
5.65
7.25
9.62
10.92
15.82

16
0
0.5
1
1.5
2
2.5
3
3.5
0 10 20 30 40 50 60
C
l
(ppm)
Cs(mg/g)

Hình: Đường cong hấp phụ mangan của vật liệu
y = 0.2307x + 3.9589
R
2
= 0.9577
0
5
10
15
20
0 10 20 30 40 50 60
C
l
(ppm)
C

l
/Cs (mg/g)

Hình: Đồ thị xác định tải trọng Mn
2+
của vật liệu M1
Theo kết quả trên bảng 3.7, để tính lượng hấp phụ cực đại, chúng tôi tiến hành vẽ
đồ thị phương trình Langmuir biến đổi và được đường thẳng như trên hình 3.17.
Đường thẳng có hệ số góc là 0,2307. Từ đó giá trị C
m
tính được là 4.33. Với khối
lượng vật liệu đem thí nghiệm là 1 g thì hấp phụ được 4.33mg Mn
2+
và hệ số cân bằng
b = 0,058.
3.6. Đánh giá khả năng xử lý mẫu nƣớc thực của vật liệu
Chúng tôi tiến hành xử lý mẫu nước thực nhiễm asen bằng cách sử dụng chính
vật liệu trên làm vật liệu hấp phụ. Trước tiên chúng tôi tiến hành khảo sát mẫu nước mặt
xung quang khu vực bãi xỉ pyrit, kết quả khảo sát được thể hiện trên các biểu đồ sau:
Bảng: Bảng kết quả khảo sát hàm lượng As trong nước mặt xung quanh khu
vực bãi xỉ
Địa điểm
Đ1
Đ2
Đ3
Đ4
Đ5
Đ6
Đ7
C(ppb)

11.68
20.45
52.02
69.12
82.39
161.47
189.06


17

0
30
60
90
120
150
180
210
Đ1 Đ2 Đ3 Đ4 Đ5 Đ6 Đ7
Địa điểm
Nồng độ (ppb)

Hình: Biểu đồ khảo sát hàm lượng asen trong nước mặt xung quanh khu vực
bãi xỉ.
Tiến hành xử lý mẫu nước Đ7 bị ô nhiễm asen trên bằng vật liệu hấp phụ. Lấy
mẫu nước nhiễm asen, phân tích được ở nồng độ 186.06 ppb đem hấp phụ động bằng
vật liệu trên chúng tôi thu được bảng kết quả sau:
Bảng: Sự phụ thuộc nồng độ asen theo thể tích dung dịch qua cột
V(ml)

C(ppb)
V(ml)
C(ppb)
V(ml)
C(ppb)
100
0
1500
17.34
2800
70.45
200
0
1600
24.49
2900
92.11
300
0
1700
25.68
3000
97.34
400
0
1800
30.44
3100
130.24
500

0
1900
35.2
3200
140.56
600
3.25
2000
36.39
3300
155.32
700
4.54
2100
38.77
3400
165.45
800
5.63
2200
39.96
3500
170.22
900
6.82
2300
43.34
3600
180.64
1000

9.01
2400
44.73
3700
181.11
1100
9.89
2500
48.3
3800
184.21
1200
10.39
2600
51.86
3900
185.01
1300
11.39
2700
60.42
4000
186.42
1400
13.77




-50

0
50
100
150
200
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000
Thể tích đầu ra (ml)
Nồng độ đầu ra (ppb)

Hình: Sự phụ thuộc asen đầu ra vào thể tích dung dịch qua cột

18
Như vậy, ta thấy sau 1100 ml đầu tiên nồng độ asen ở đầu ra đo được <10ppb
(đạt tiêu chuẩn cho phép cho nước sinh hoạt < 10ppb). Nếu lấy 10g vật liệu có thể xử
lý được 2500ml nước nhiễm asen 186.06 ppb.
Tóm lại: Qua các kết quả thu được trình bày ở trên có thể thấy rằng, từ nguồn chất thải
nguy hại nếu biết tận dụng và xử lý đúng cách chúng ta có thể tạo ra được một vật liệu
có ích có khả năng xử lý các chất độc hại trong nước để có nguồn nước an toàn sử
dụng trong ăn uống hàng ngày.

KẾT LUẬN
Để góp phần vào việc nghiên cứu qui trình tách loại các ion kim loại nặng ra
khỏi các nguồn nước bị ô nhiễm, luận văn này tập trung nghiên cứu khả năng tách loại
các ion kim loại nặng asen và mangan từ dung dịch nước bằng VLHP là xỉ thải pyrit
của nhà máy Supe phôt phát và Hóa chất Lâm Thao. Các kết quả chính thu được trong
quá trình nghiên cứu như sau:
1. Đã tiến hành khảo sát đánh giá mức độ ô nhiễm asen và mangan trong
đất và trong nước xung quang khu vực bãi xỉ. Trong đất Mn không vượt quá giới
hạn cho phép, asen lớn gấp 100 đến 200 lần giới hạn cho phép. Trong nước mặt
cả asen và mangan đều vượt quá giới hạn cho phép.

2. Tiến hành xử lý xỉ để loại hoàn toàn asen và cố định mangan từ
nguyên liệu ban đầu, chuyển các dạng của Fe sang dạng Fe
2
O
3
.
3. Nghiên cứu hoạt hóa nguyên liệu ban đầu thành VLHP mới, chuyển 1
phần thành phần chính trong xỉ là Fe
2
O
3
sang dạng Fe(OH)
3
có khả năng hấp
phụ As tốt. Trong quá trình hoạt hóa Mn được chuyển sang dạng MnO
2
, chính
MnO
2
là tác nhân xúc tác oxi hóa để xử lý Mn
2+
trong nước tới giá trị an toàn.
MnO
2
+ Mn
2+
→ [MnO
2
.Mn]
2+

2[MnO
2
.Mn]
2+
+ O
2
+ 2H
2
O → 4MnO
2
+ 4H
+

4. Khảo sát thời gian đạt cân bằng hấp phụ với As và Mn trên các VLHP
chế tạo được, kết quả nhận thấy thời gian đạt cân hấp phụ là khá nhanh, đối với
asen thời gian đạt cân bằng là 3h, đối với Mn thời gian đạt cân bằng là 60 phút.
5. Xác định tải trọng hấp phụ cực đại của VLHP đối với asen và mangan.
Kết quả cho thấy khả năng hấp phụ của xỉ pyrit sau khi được hoạt hóa có khả
năng hấp phụ asen và mangan tốt. Vật liệu có khả năng hấp phụ asen tốt hơn
mangan với C
m
= 16.05 mg/g.

19
6. Đánh giá khả năng sử lý vật liệu đối với nguồn nước bị ô nhiễm, nếu lấy
1 g vật liệu thì có thể sử lý được 250 ml nước nhiễm asen 186,06ppb.
Với một nguồn nguyên liệu sẵn có được ứng dụng để xử lý nguồn nước bị ô
nhiễm kim loại nặng có ý nghĩa rất to lớn. Trong luận văn này bước đầu chúng tôi đã
nghiên cứu xây dựng qui trình xử lý các kim loại nặng As và Mn trong nguồn nước bị

ô nhiễm bằng VLHP đã được hoạt hóa từ xỉ pyrit góp phần vào việc nghiên cứu xử lý
ô nhiễm môi trường theo mục tiêu “Bảo vệ môi trường và phát triển bền vững”.


References
1. Hoàng Ngọc Cang (1963), Hóa vô cơ, nhà xuất bản GD Hà Nội (78)
2. Trần Tứ Hiếu, Nguyễn Văn Nội. (2008), Giáo trình cơ sở hóa học môi trường,
pp. 119 - 121.
3. Phạm Luận (1999), Cơ sở lý thuyết của phương pháp phân tích phổ khối lượng
nguyên tử - phép đo phổ ICP - MS. Đại học tổng hợp Hà Nội.
4. Phạm Luận (2006), Phương pháp phân tích phổ nguyên tử, Nhà xuất bản Đại
học Quốc Gia Hà Nội, Hà Nội.
5. Nguyễn Thị Phương Mai (2009), “Nghiên cứu phương pháp phân tích và đánh
giá mức độ tích lũy asen trong tóc và móng tay của dân cư khu vực khai thác
quặng đa kim núi pháo, Thái Nguyên”. Luận văn thạc sĩ khoa học.
6. Hoàng Nhâm (1999), hóa học vô cơ, tập 2, Nhà XBKHKT - Hà Nội.
7. Sổ tay hóa học (1998). AT pilipenco sepchenco, Nhà xuất bản GD - Lê Chí
Kiên dịch.
8. Safonxki (1968) - NXBKH. Hà Nội.
9. Nguyễn Thị Thanh Thủy (2009), “Nghiên cứu chế tạo vật liệu hấp phụ từ vỏ
trấu và ứng dụng để xử lý một số kim loại nặng trong nước”. Luận văn thạc sĩ
khoa học.
10. Tổng cục tiêu chuẩn đo lường Việt Nam - TCVN 1942 - 1995.
11. Nguyễn Trọng Uyển (2003), Hóa học vô cơ, NXB ĐH sư phạm Hà Nội.
12. Badal Kumar Mandal, Yasumitsu Ogra, Kazunori Anzai, and Kazuo T.Suzuki.
(2004), “Speciation of arsenic in biological samples” Toxicology and Applied
Pharmacology, 198, pp. 307 - 318.

20
13. C Ralph Daniel III, Bianca Maria Piraccini, Antonella Tosti. (2004), The nail

and hair in forensic science, J am acad dermatol, Vol. 50, No. 2, pp. 258 - 261.
14. Eid I.Brima, Parvez I. Haris, Richard O. Jenkins, Dave A. Polya, Andrew
G.Gault, Chris F. Harrington. (2006), “Understanding arsenic metabolism
through a comparative study of arsenic levels in the urine, hair and fingernails
of healthy volunteers from three unexposed ethnic groups in the United
Kingdom”, Toxicology and Applied Pharmacology, 216, pp. 122 - 130.
15. Gautam Samanta, Ramesh Sharma, Tarit Roychowdhury, Dipankar
Chakraborti. (2004), “Arsenic and other elements in hair, nails, and skin -
scales of arsenic victims in West Bengal, India”, Science of the Total
Environment, 326, pp. 33 - 47.
16. Gautam Samanta, TaritRoy Chowdhury, Badal K. Mandal, Bhajan K.
Biswas, Uttam K. Chowdhury, Gautam K. Basu, Chitta R. Chanda, Dilip
Lodh, and Dipankar Chakraborti. (1999), “Flow Injection Hydride Generation
Atomic Absorption Spectrometry for Determination of Arsenic in Water and
Biological Sample from Arsenic - Affected Districts of West Bengal, India,
and Bangladesh”, Microchemical Journal, 62, pp. 174 - 191.
17. Jen – How Huang, GunterIlgen. Blank value, adsorption, speciation of
environmental water sample. Analytica chimica Acta 512 (2004), P. 1-10.
18. L.Rahman, W.T. Corns, D.W.Bryce, P.B. Stockwell. (2000), “Determination of
mercury, selennium, bismuth, arsenic and antimony in human hair by
microwave digestion atomic fluorescence spectrometry”, Talanta, 52, pp.
833 - 843.
19. Margaret R. Karagas, Therese A. Stukel, Tor d. Tosteson. (2004), “Assessment
of cancer risk and enviromental levels of arsenic in New Hampshire”, Int. J.
Hyg. Environ. Health, 205, pp. 85 - 94.
20. Netherlands National Committee of the International Association of
Hydrogeologists (2006), Arsenic in groundwater – a world problem, Seminar
Utrecht 29 November 2006, The Netherlans.
21. Standard methods for the examination of water and wastewater (20
th

Edition),
American Public Health Association, Washington DC, 1995.
22. Tetsuro Agusa, Takashi Kunito, Junco Fujihara, Reiji Kubota, Tu Binh Minh,
Phan Thi Kim Trang, Hisato Iwata, Annamalai Subramanian, Pham Hung

21
Viet, Shinsuke Tanabe. (2006), “Contamination by arsenic and other trace
elements in tube - well water and its risk assessment to humans in Hanoi,
Vietnam”, Environmental Pollution, 39, pp. 95 - 106.
23. Virender K. Sharma, Mary Sohn (2009), “Aquatic arsenic: Toxicity, speciation,
transformations, and remediation”, Environment International, 35, pp. 743–
759.