Tối ưu quy trình chiết trình tự asen từ trầm tích và ứng dụng trong việc giải thích sự phân bố asen từ trầm tích vào nước ngầm

Optimized sequential extraction arsenic in
sediment and Application for evaluating
mobilization of arsenic from sediment
into groundwater

Nguyen Thi Thu Trang

Hanoi University of Science, VNU
Major: Analytical Chemistry; Code: 60.44.29.
Supervisors: Pham Hung Viet, Prof. PhD
Date of Presenting Thesis: 2011

Abstract.
- Optimized time of sequential extraction arsenic in sediment, experiments
performed in closed systems with five extractants.
- Carried out experiment at different time of optimal process : 0.167h; 0.33h; 0.66h; 1h;
2h; 3h; 6h; 12h;18h;24h. Carried out at 6h for extraction and application of extraction
with five sediment samples.

Table 1.Sequential extraction scheme for sediments

Target
Extractants
Concentration
pH
RRS
(g:ml)


(g:mL)
Analysis

Non-
specifically
bound

NaHCO
3
0.5M
8.5
1:10
Fe(II), As(III)
As(V),PO
4

Solubility
acid
HCOOH
0.5M
3
1:10
Fe tổng,
Fe(II),As(III),
As(V)
Active Iron
– bound As
Ascorbic
0.1M
3
1:10
Fe tổng,
Fe(II),As(III),As(V)

Crystalline
Fe and
oxides
bound As
Đệm NH
4
-
oxalate +
axit ascorbic
0.2 M NH
4

oxalate + 0.1M
ascorbic
3
1:10
Fe, As
As in
Sulfides
minerals
HNO
3
(65%)
Digestion

1:10
Fe, As

As(T)
-
10
20
30
0 5 10 15 20
Thời gian chiết (h)
nmol/g
NaHCO3 NH4H2PO4
HCOOH Ascorbic
Ascorbic+Oxalate

Figure 1.Results of extrations for Arsenic

Fe(T)
0
20
40
60
80
100
0 4 8 12 16 20 24
Thời gian (h)
umol/g
NaHCO3 HCOOH
Ascorbic Ascorbic+Oxalate
NH4H2PO4

Figure 2. Results of extrations for Iron

- Application of extraction process of sediments to find out the relationship between
arsenic in sediment and groundwater and the role of releasing arsenic from sediment into
groundwater.
- Analysis of 19 samples of groundwater and extracted with 5 samples of sediment.
Results of extraction: 0.1% As bound with Non-specifically.25% As bound with
solubility acid, 30% As bound crystalline ion, 50% As bound with sulfide minerals.

Keywords. Hóa phân tích; Trầm tích; Nước ngầm

Content

Ô nhiễm asen (As) trong nước ngầm đang là vấn đề thu hút sự quan tâm của các nhà
khoa học trên thế giới. Ở Bănglađet và Ấn Độ có khoảng 36 triệu người đang đối mặt với nguy
cơ về sức khỏe có liên quan đến nhiễm độc As. Khi bị phơi nhiễm As lâu ngày, kể cả với nồng
độ thấp, cũng có thể mắc nhiều bệnh như: tổn thương da, ung thư thận, ung thư gan, bàng quang
và ung thư phổi …Ô nhiễm As chủ yếu có nguồn gốc tự nhiên, xuất phát từ trong trầm tích,
trong các khoáng có chứa As như khoáng sunphua, khoáng oxit sắt. Dưới tác động của quá trình
địa hóa thủy văn, cùng với sự có mặt của một số vi sinh vật, gặp điều kiện thuận lợi, quá trình
oxi hóa khử sẽ diễn ra cùng với các khoáng trong đất, và trong các hạt trầm tích vốn có chứa As,
khi đó sẽ kéo theo quá trình giải phóng As vào nước ngầm [24]. Một trong những hướng nghiên
cứu quan trọng là tìm hiểu sự phân bố của As trong pha trầm tích và sự vận động của nó từ trầm
tích ra nước ngầm. Các nhà khoa học thường sử dụng kỹ thuật chiết trình tự và kỹ thuật phổ
phân tích pha rắn để nghiên cứu phân bố của kim loại vết trong các pha khoáng của trầm tích.
Kỹ thuật chiết trình tự là phép chiết sử dụng các tác nhân chiết có lực hòa tan tăng dần,
mỗi tác nhân chiết có tương tác khác nhau đối với mỗi pha rắn khác nhau trên trầm tích [28]. Kết
quả chiết trình tự giúp suy đoán xu hướng phân bố của As trên pha rắn, định lượng các dạng oxi
hóa, kiểu liên kết của As trong đất, là công cụ hữu ích đối với các nhà khoa học, các nhà môi
trường trong quá trình kiểm soát sự di chuyển của As từ trầm tích vào trong nước ngầm. Tuy
nhiên, quy trình chiết thường không thật cố định, thống nhất mà do từng nhóm nghiên cứu tối ưu
và áp dụng cho đối tượng quan tâm.

Bên cạnh đó, phương pháp phổ dùng để phân tích định lượng hoặc bán định lượng các
dạng liên kết của As và trạng thái oxi hóa của chúng, nguyên tắc của phương pháp dựa trên sự
tương tác của các bức xạ điện từ đối với phân tử. Tuy nhiên, thiết bị sử dụng thường đắt tiền, gặp
khó khăn trong quá trình xử lý đối với những mẫu có nền phức tạp.
Chình vì vậy, bản luận văn này thực hiện việc “Tối ƣu quy trình chiết trình tự asen từ
trầm tích và ứng dụng trong việc giải thích sự phân bố asen trong trầm tích vào nƣớc
ngầm”
CHƢƠNG I. TỔNG QUAN
1.1. Sự phân bố của As trong môi trƣờng tự nhiên và trong trầm tích

Dưới tác động của các quá trình tự nhiên và nhân sinh khác nhau, As có thể di chuyển từ
hợp phần môi trường này sang hợp phần môi trường khác, dẫn đến sự phân bố phức tạp của nó
trong tự nhiên.
Trong môi trường tự nhiên, As dạng hữu cơ (chủ yếu là MMA – axit monomety asonic
và DMA – axit dimetyl asonic) thường ít hơn so với các dạng vô cơ (asenit và asenat). Hàm
lượng As trong cá nước ngọt chủ yếu là As hữu cơ (asenobetain, asenosugar, trimethylasin…),
với hàm lượng trung bình là 0,54 µg/g. As trong sinh vật biển từ 0,6 – 4,7µg/g trung bình là
2,7µg/g. Độc tính của As đối với sinh vật dưới nước tăng dần: asen, asenit, asenat, hợp chất
asen hữu cơ [1]. Trong môi trường sinh thái, các dạng hợp chất của As hóa trị 3 có độc tính cao
hơn các dạng As hóa trị 5. Môi trường khử là điều kiện thuận lợi để các dạng As hóa trị 5
chuyển hóa thành hóa trị 3. Thế oxi hóa khử, pH… là các yếu tố quan trọng gây ra sự tăng hay
giảm hàm lượng của các hợp chất của As có trong tự nhiên.
Ở những vùng không ô nhiễm, hàm lượng As trong tầng nước mặt có giá trị nhỏ, thường
từ 1 – 8g/L. Ở khu vực ô nhiễm đặc biệt là ở những vùng có hoạt động của núi lửa, khai mỏ,
địa nhiệt, hàm lượng As từ 50 đến vài trăm g/L thậm chí là vài nghìn g/L, trong khi đó tiêu
chuẩn cho phép của WHO về hàm lượng As trong nước sinh hoạt là 10g/L và trong nước ngầm
là 50g/L [23]. Hàm lượng As trong không khí trên thế giới dao động từ 0,007 – 2,3ng/m
3
trung
bình 0,5ng/m

3
, vùng ô nhiễm là 1,5 – 190ng/m
3
, trung bình là 15ng/m
3
. Ngoài ra, cây trồng cũng
chứa một lượng As nhất định, đôi khi rất cao, As trong cây trồng có hàm lượng từ 0,1 – 2,7µg/g,
tại những vùng ô nhiễm lên tới 50 – 200µg/g [6].
As xuất hiện trong các lớp đất đá, quặng, lớp vỏ phong hóa, trầm tích bở rời, nước, không
khí, các sinh vật, thực vật với hàm lượng biến đổi khác nhau tùy thuộc vào đặc tính của từng khu
vực. As có mặt chủ yếu trong hơn 200 khoáng như: khoáng của asenat, asenit, photphat, sunphit,
và các khoáng của oxit. Trong đó Fe(SAs)
2
là một nguồn As quan trọng nhất, As trong các lớp
quặng và đất đá dao động từ 1 - 20µg/g. Một số quặng chứa nhiều As như: pyrite,
manhetite…trong các quặng này As tồn tại ở dạng hợp chất với lưu huỳnh rất khó tan trong nước
như: asenopyrite (FeAsS), realgar (AsS), opiment (As
2
S
3
), lượng As trong các loại quặng này
lên tới 200µg/g.
1.2. Một số phƣơng pháp nghiên cứu sự phân bố của As trong trầm tích
1.2.1. Tóm lƣợc về phƣơng pháp chiết chọn lọc, trình tự

Những chất gây ô nhiễm trong đất có thể di chuyển thông qua sự hòa tan của các khoáng
hoặc được giữ lại trong đất do quá trình kết tủa với các khoáng silicat, khoáng thứ cấp oxit,
cacbonat, hoặc các phức chất liên kết của pha rắn cùng các phối tử hữu cơ, đất sét hay các
hydroxit kim loại. Một số quá trình kết tủa, quá trình hòa tan (có thể diễn ra cùng lúc) hoặc theo
trình tự trong các điều kiện khác nhau, đó là nguyên nhân gây ra sự tái phân bố chất gây ô nhiễm

tới nguồn nước.
Sự thay đổi của môi trường, các điều kiện tự nhiên và đặc tính của đất liên quan tới độ
linh động của kim loại liên kết trong các pha rắn trên trầm tích:
- Môi trường axit: làm giảm pH của dung dịch, gây ra việc hòa tan hầu hết các nguyên tố
thông qua sự thủy phân cation, trao đổi, và giải phóng một số chất như cacbonat, bicacbonat,
điều này dẫn đến trao đổi giữa anion và sự hòa tan của các nguyên tố á kim
- Thay đổi điều kiện oxi hóa khử: trong điều kiện rất oxy hóa, có thể gây ra sự hòa tan của
sunphua kim loại và sự phân hủy các chất hữu cơ; trong điều kiện khử mạnh có thể gây ra sự kết
tủa của sunphua kim loại qua sự khử sunphat và sự hòa tan của sắt, mangan hydroxit, đồng thời
giải phóng ra các chất gây ô nhiễm
- Tăng nồng độ hòa tan: các kim loại tạo phức với các phối tử hữu cơ
- Tăng nồng độ của các muối vô cơ: một vài ảnh hưởng có thể quan sát thấy như quá trình
trao đổi ion, cạnh tranh các phản ứng hấp phụ hoặc sự hình thành hay không hòa tan của phức
chất
- Metyl hóa: các dẫn xuất của một số kim loại như asen, thủy ngân, thiếc hoặc selen có thể
chuyển hóa bởi một loạt các vi sinh vật thành các dạng metyl hóa mà sau đó có thể được tích lũy
trong các vật chất hữu cơ hoặc thực vật hoặc bay hơi vào trong khí quyển.
Do vậy, để đánh giá những tác động ngắn hạn và lâu dài của các kim loại tới môi trường,
cần xem xét tính linh động của chúng trong đất. Độ linh động của kim loại phụ thuộc đặc tính
của vùng gây ô nhiễm. Vì thế, nó là cơ sở để áp dụng những bước chiết đơn, chiết song song
hoặc chiết trình tự có chọn lọc bằng các tác nhân hóa học.
1.3. Một số cơ chế giải phóng As từ trầm tích vào nƣớc ngầm [23][12]
Hàm lượng As trong trầm tích cao không có nghĩa là nồng độ As trong nước ngầm luôn
cao. Chỉ khi gặp điều kiện thuận lợi, một lượng As thoát ra từ trầm tích cũng đủ làm cho tầng
chứa nước nhiễm As cao. Ở vùng nước ngầm có ô nhiễm As, hàm lượng As trong trầm tích
khoảng 1 - 20µg/g [23]. Hầu hết các tầng nước có chứa As thì tác nhân quan trọng nhất là quá
trình giải hấp và hòa tan As từ các khoáng oxit, đặc biệt là oxit sắt. Dưới đây là một số giả thiết
về sự rửa trôi As vào tầng chứa nước.
1.3.1. Giải phóng As do sự khử hòa tan của các oxit sắt [23]
Ở điều kiện khử mạnh, phản ứng khử của Fe (III) và SO

4
2-
diễn ra, xuất hiện các tác nhân
cho sự giải phóng As từ khoáng oxit sắt. Quá trình này diễn ra trên các lưu vực sông rộng có tải
lượng phù sa lớn. Lượng cacbon hữu cơ của trầm tích có thể xác định tốc độ điều kiện khử được
hình thành. Đất hữu cơ sinh ra ngay lập tức bị phân hủy và sử dụng lượng O
2
, NO
3
-
, SO
4
2-
hòa
tan trong tầng ngậm nước và hình thành nên môi trường khử. Tại các lớp trầm tích trẻ có nhiều
vật liệu hữu cơ, hoạt động sống của vi sinh vật diễn ra rất mãnh liệt, đặc biệt là các vi sinh vật kỵ
khí, các quá trình chuyển hóa vi sinh tiêu thụ hết oxy hòa tan và xúc tác cho các phản ứng oxy
hóa khử khác xảy ra. Kết quả là môi trường trầm tích và nước ngầm thường mang tính khử. Nó
được thể hiện ở giá trị thế oxi hóa khử (Eh) thấp, hàm lượng cao của các chất dạng khử như
Fe
2+
, Mn
2+
, NH
4
+
, CH
4
, hàm lượng thấp các chất dạng oxy hóa như SO
4

2+
, NO
3

-
, Fe
3+

Ngoài ra, khi xem xét các dạng tồn tại của As trong môi trường người ta thấy rằng As có
thể tồn tại ở các dạng hóa trị +3 và +5 với tên gọi là hợp chất asenit và asenat. Dạng tồn tại của
As phụ thuộc vào pH và thế oxi hoá khử trong môi trường. Trong môi trường ôxi hóa hoặc pH
cao, các dạng hợp chất của As hóa trị +5 sẽ chiếm ưu thế. Ngược lại, trong môi trường khử hoặc
pH thấp, dạng hợp chất của As hóa trị +3 (H
3
AsO
3
) lại chiếm tỉ lệ cao. Các phép đo thực địa cho
thấy nước ngầm thường có pH nằm trong khoảng 6 - 8, Eh nhỏ hơn 200mV. Giả sử trong nước
ngầm có As thì dạng tồn tại chủ yếu sẽ là H
3
AsO
3
và HAsO
4
2-
. Trong đó dạng hợp chất không
điện tích (H
3
AsO

3
) sẽ linh động hơn dạng có điện tích (HAsO
4
2-
) (hình 1.2). Như vậy, cơ chế
khử cho rằng môi trường khử đã chuyển sắt hóa trị III kết tủa sang sắt hóa trị II hòa tan. Quá
trình này làm giải hấp phụ các ion asenat trên bề mặt hydroxit sắt (III) ra môi trường nước, đồng
thời asenat cũng bị khử thành asenit không có điện tích, khó bị tái hấp phụ, linh động trong môi
trường nước.





Hình 1.2. Các dạng tồn tại của asen trong nước phụ thuộc vào pH và thế oxi hóa khử [8]
1.3.2. Giải phóng As do quá trình trao đổi cạnh tranh vị trí hấp phụ [24]
Dưới điều kiện hiếu khí và môi trường từ axit tới gần trung tính, As bị hấp phụ mạnh lên
các khoáng chất. Khi pH tăng trên 8,5, As giải hấp khỏi bề mặt các oxit, vì thế làm tăng nồng độ
As trong nước ngầm.
Trên thực tế, những ion như photphat, bicacbonat, silicat… trong nước sẽ cạnh tranh hấp
phụ trên bề mặt HFO (hydrous ferric oxides) và có thể làm giảm lượng As hấp phụ trên bề mặt
của nó.


Hình 1.3.Sự cạnh tranh hấp phụ của các anion trên bề mặt khoáng

Quá trình tăng pH gây ra sự giải hấp phụ của nhiều anion chứa oxi khác như: photphat,
vanadat, uranyl và molipdat. Photphat đóng một vai trò quan trọng trong quá trình cản trở sự hấp
phụ As vì có cấu trúc tương tự asenat nên nó cạnh tranh vị trí hút bám trên bề mặt khoáng chất
(hình 1.3). Tại pH = 7, asenat cũng bị hấp phụ nhiều như photphat. Tương tự, HCO

3
-
thường là
anion chính trong nước ngầm và có ảnh hưởng tới sự giải phóng As, đẩy mạnh quá trình giải
phóng As,vấn đề này hiện chưa rõ ràng, vì vậy cần thực hiện các nghiên cứu mở rộng để xác
định vai trò của HCO
3
-
trong quá trình giải hấp phụ As.
Một số cation có các hạt mang điện dương cũng có thể đẩy mạnh quá trình hấp phụ của
asenat mang điện âm, các cation như canxi, magie, đặc biệt là sắt (II) đóng vai trò quan trọng
trong môi trường nước có tính axit hoặc tính khử.
1.3.3. Giải phóng As do quá trình oxi hóa quặng pyrite [23]
Quá trình oxi hóa sunphua đặc biệt là quặng pyrite có thể là một nguồn giải phóng As
cao khi các khoáng bị phơi nhiễm trong môi trường có oxi. Điều này xảy ra xung quanh khu vực
khai thác mỏ, nước ngầm có tính axit và chứa nhiều SO
4
2-
, Fe và các kim loại vết khác. Một số
phản ứng minh họa cho quá trình oxi hóa hòa tan quặng pyrite giải phóng As:
FeS
2
(+As) + 3,5O
2
+ H
2
O → Fe
2+
+ 2SO
4

2-
+ 2H
+
+ As
4FeAsS + 13O
2
+ 6H
2
O → 4FeSO
4
+ 4H
3
AsO
4

Fe
1-x
Ni
x
S
2-w
As
w
+ 3,5O
2
+ H
2
O → xNi
2+
+

wH
3
AsO
4
+

(1-x)Fe
2+
+ (2-w)SO
4
2-
+ 2(1+w)H
+

Ngoài ra sự khử của oxit mangan và sự hòa tan của các khoáng cacbonat (canxi,
dolomite, siderite…) cũng là những khoáng phổ biến trong nước ngầm tác động đến quá trình
giải phóng As.
Như vậy, để giải thích con đường hình thành As trong nước ngầm các nhà khoa học đã
đưa ra nhiều cơ chế: cơ chế khử và cơ chế oxy hóa, cơ chế thế cạnh tranh vị trí hấp phụ…. Tuy
nhiên, các cơ chế này vẫn chưa thể hiện sự phù hợp ở tất cả các trường hợp trong thực tiễn. Hiện
nay các nhà nghiên cứu vẫn đang tiếp tục tìm hiểu,
hoàn thiện thêm các bằng chứng nhằm đưa ra các giả thuyết đầy đủ hơn, xác thực hơn về
cơ chế hình thành As trong nước ngầm.

CHƢƠNG 2. MỤC TIÊU, ĐỐI TƢỢNG VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
Mục tiêu nghiên cứu của luận văn là:
- Tối ưu quy trình chiết As từ trầm tích
- Ứng dụng trong việc giải thích sự phân bố của As từ trầm tích vào trong nước ngầm.
Nội dung nghiên cứu gồm có:

- Tối ưu thời gian chiết As từ trầm tích, chiết bằng hệ kín và hệ hở
- Áp dụng quy trình chiết đã tối ưu vào việc chiết các mẫu trầm tích
- Sử dụng phần mềm xử lý số liệu giải thích mối quan hệ giữa As và một số thành phần
khác trong trầm tích và nước ngầm, vai trò của chúng trong quá trình giải phóng As từ
trầm tích vào nước ngầm.
- Tối ưu quy trình chiết trình tự asen trong trầm tích, thực hiện trong hệ thí nghiệm kín.
Tiến hành tối ưu thời gian với 5 bước chiết được đưa ra theo bảng.
- Các dịch chiết tối ưu theo trình tự thời gian sau: 0.167h ; 0.33h ; 0.66h ; 1h ; 2h ; 3h ; 6h ;
12h ; 18h; 24h, tối ưu thời gian, sau đó áp dụng phép tối ưu vào chiết các mẫu trầm tích, sử
dụng các tác nhân chiết phổ biến gồm 5 tác nhân chính.
Bảng 1.Bảng quy trình gồm 5 bước chiết
Mục đích
chiết
Dịch chiết
Nồng độ
pH
Tỷ lệ
rắn/lỏng
(g:ml)


(g:mL)
Chỉ tiêu phân
tích
Ion hấp phụ
NaHCO
3
0.5M
8.5
1:10

Fe(II), As(III)
As(V), PO
4

Dạng axit dễ
hòa tan
HCOOH
0.5M
3
1:10
Fe tổng,
Fe(II), As(III),
As(V)
Sắt hoạt động
Ascorbic
0.1M
3
1:10
Fe tổng,
Fe(II), As(III),
As(V)

Hydroxit tinh
thể có mang
As
Đệm NH
4
-
oxalate +
axit ascorbic

0.2 M NH
4

oxalate +
0.1M
ascorbic
3
1:10
Fe, As
As trong
khoáng
sunphua
HNO
3
(65%)
Xử lý mẫu
bằng lò vi
sóng

1:10
Fe, As

CHƢƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN
- Kết quả sau khi tối ưu quy trình chiết trình tự As từ trầm tích, thời gian được lựa chọn lấy
mẫu là 6h.
-
As(T)
-
10
20

30
0 5 10 15 20
Thời gian chiết (h)
nmol/g
NaHCO3 NH4H2PO4
HCOOH Ascorbic
Ascorbic+Oxalate

- Hình 1: Thời gian tối ưu As đối với các dịch chiết
Fe(T)
0
20
40
60
80
100
0 4 8 12 16 20 24
Thời gian (h)
umol/g
NaHCO3 HCOOH
Ascorbic Ascorbic+Oxalate
NH4H2PO4

Hình 1: Thời gian tối ưu Fe đối với các dịch chiết

- Đánh giá được phương pháp phân tích dựa trên độ chính xác, độ lặp của phương
pháp xử lý mẫu bằng lò vi sóng và kết quả lặp lại từ thí nghiệm chiết trầm tích. Kết quả
cho thấy phương pháp có độ chính xác cao.
- Phân tích 19 mẫu nước ngầm và thực hiện chiết 5 mẫu trầm tích, kết quả thu được
kết quả: 0.1% As liên kết ở dạng hấp phụ không đặc trưng, 25% As ở dạng hấp phụ đặc

trưng, không có sắt ở dạng hoạt động, 30% As trong khoáng sắt tinh thể, %0% As liên
kết với các khoáng sunphit.
KẾT LUẬN
Sau quá trình thực hiện nghiên cứu, một số kết luận trong luận văn như sau:
1. Đã tối ưu phương pháp chiết trình tự As từ trầm tích thực hiện trong hệ chiết kín, khuấy với
năm bước chiết: NaHCO
3
chiết các dạng As liên kết yếu trên bề mặt trầm tích, HCOOH chiết
As liên kết với các dạng sắt dễ hòa tan, C
6
H
8
O
6
chiết các dạng Fe(III) hoạt động, NH
4
–
oxalate + ascorbic chiết As liên kết với sắt tinh thể, HNO
3
chiết As liên kết với các khoáng
của sunphua. Thời gian 6h được lựa chọn làm thời gian tối ưu đối với mỗi hệ chiết.
2. Áp dụng vào mẫu trầm tích, kết quả cho thấy, chủ yếu As được giải phóng ra từ bước chiết
NH
4
- oxalate + ascorbic (40 – 80%), bước chiết này, dạng sắt tinh thể được chiết ra là chủ
yếu. Tiếp theo đó là dạng As liên kết trên khoáng sunphua chiếm tỷ lệ ít hơn (15 – 19%),
một ít As được chiết ra từ dạng sắt dễ hòa tan, chiếm khoảng 2 – 10%, tại độ sâu 14m lên
tới 20%, As ở dạng ion hấp phụ (2 – 7%). Rất ít hoặc không có As được chiết ra từ dạng
sắt hoạt động khoảng 2%.
3. Phân tích các mối tương quan giữa các yếu tố trong nước ngầm và trầm tích cho thấy môi

trường trầm tích tại khu vực nghiên cứu thuộc môi trường trầm tích khử. As được chiết ra
nhiều nhất trong pha sắt tinh thể (40 – 80%).


References

Tài liệu tiếng Việt
[1]. Lê Văn Cát (2002), Hấp phụ và trao đổi ion trong kỹ thuật xử lý nước thải, Nhà xuất bản
Thống kê Hà Nội.
[2]. Hoàng Nhâm (2001), Hóa Vô cơ, tập II, tập III, Nhà xuất bản Giáo dục, Hà Nội.
[3]. Đặng Kim Chi (2005), Hóa học môi trường, Nhà xuất bản Khoa học và Kỹ thuật, Hà Nội
[4]. Trịnh Thị Thanh (2000), Độc học Môi trường và Sức khỏe con người, Nhà xuất bản Đại học
Quốc gia Hà Nội.
[5]. Nguyễn Đình Huề, Hóa lí II, Nhà xuất bản Giáo dục, Hà Nội.
[6]. Trần Văn Nhân, Nguyễn Thạc Sửu, Nguyễn Văn Tuế (2004), Hóa lí, tập II, Nhà xuất bản
Giáo dục, Hà Nội.
[7]. Lê Văn Cát (1999), Cơ sở Hóa học và kỹ thuật xử lý nước thải, Nhà xuất bản Thanh niên,
Hà Nội.
[8]. Nguyễn Thị Lan Anh (2007), Nghiên cứu tổng hợp và xác định đặc trưng của vật liệu nano
hydroxyapatite, Luận văn thạc sĩ khoa học.
[9]. Hồ Viết Quý (2005), Các phương pháp phân tích công cụ trong hóa học hiện đại, Nhà xuất
bản Đại học Sư phạm Hà Nội.
[10]. P.P.Koroxtelev (1974), Chuẩn bị dung dịch cho phân tích hóa học (người dịch: Nguyễn
Trọng Biểu, Mai Hữu Đua, ), Nhà xuất bản Khoa học và Kỹ thuật, Hà Nội.
[11]. Lê Thanh Hưng, Phạm Thành Quân, Lê Minh Tâm, Nguyễn Xuân Thơm (2008), Nghiên
cứu khả năng hấp phụ và trao đổi ion của xơ dừa và vỏ trấu biến tính, Đại học Bách khoa -
ĐHQGHCM, Tạp chí Phát triển và Khoa học Công nghệ, Tập 11, Số 08.
[12]. Phạm Nguyệt Tú (2005), Nghiên cứu sử dụng vật liệu hấp phụ chế tạo từ lõi ngô để xử lý
nguồn nước bị ô nhiễm dầu và một số kim loại nặng, Khóa luận tốt nghiệp Đại học.
Tài liệu tiếng Anh

[13]. Adesola Babarinde N.A, J.Oyebamiji.Babalola and R.Adebowale Sani (2006), Biosorption
of lead ions from aqueous solution by maize leaf, International Journal of Physical Sciences
Vol. 1 (1), pp. 023 - 026.
[14]. XU Tao and LIU Xiaoqin (2008), peanut shell activated carbon: Characterization, surface
modification and adsorption of Pb
2+
from aqueous solution, Chinese Journal of Chemical
Engineering, 16 (3), pp. 401 - 406.
[15]. Kernit Wilson, Hong Yang, Chung W.Seo, Wayne E.Marshall (2006), Select metal
adsorption by activated carbon made from peanut shells, Bioresoyrce Technology, Vol. 97, pp.
2266 - 2270.
[16]. Gaikwad R W (2004), Removal of Cd(II) from aqueous solution by activated charcoal
derived from coconut shell, Electron J Environ Agric Food Chem, 3, pp. 702 - 709.
[17]. Issabayeva G, Aroua M K & Anirudhan T S (2003), Removal of lead from aqueous
solution on palm shell activated carbon, Biores Technol, 97, 2350 - 2355.
[18]. Thomas Anish Johnson, Niveta Jain, H C Joshi and Shiv Prasad (2008), Agricultural and
agro-processing wastes as low cost adsorbents for metal removal from wastewater: A review,
Journal of Scientific and Industrial Research, Vol. 67, pp. 647 - 658.
[19]. Umesh K.Garg and Dhiraj Sud (2005), Optimization of process parameters for removal of
Cr(VI) from aqueous solution using modified sugarcane bagasse, Electronic Journal of
Enviromental, Agricultural and Food Chemistry, 4(6), 1150 - 1160.
[20]. W. E. Masshall, L.H. Wartelle, D.E Borler, M.M. John, C.A. Toles (1999), Enhanced
metal adsorption by soibyan hulls modified with citric acid, Southerm Regional Research ceter,
USA, Bioresource Technology, pp. 262-268.
[21]. Trivette Vanghan, Chung W.Seo, Wayne E. Marshall (2001), Removal of selected metal
ions from aqueous solution using modified corncobs, Bioresource Technology, Vol. 78, pp. 133 -
139.
[22]. A.G. Liew Abdullah, MA, Mohd Salled, M.K. Siti Mazlina, M.J Megat Mohd Noor,
M.R.Osman, R.Wagiran and S.Sobri (2005), Azo dye removal by adsorption using waste
biomass: Sugarcane baggasse. International Journal of Engineering and Technogy, Vol. 2, No.

1, pp.8-13.