nghiên cứu ứng dụng aluminosilicat và than hoạt tính biến tính để xử lý nước thải sản xuất dược phẩm

®¹i häc quèc gia hµ néi
tr-êng ®¹i häc khoa häc tù nhiªn
******






ĐOÀN THỊ DUNG






NGHIÊN CỨU ỨNG DỤNG ALUMINOSILICAT VÀ THAN HOẠT TÍNH
BIẾN TÍNH ĐỂ XỬ LÝ NƢỚC THẢI SẢN XUẤT DƢỢC PHẨM

LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC








Hµ Néi - 2012

®¹i häc quèc gia hµ néi
tr-êng ®¹i häc khoa häc tù nhiªn


ĐOÀN THỊ DUNG



NGHIÊN CỨU ỨNG DỤNG ALUMINOSILICAT VÀ THAN
HOẠT TÍNH BIẾN TÍNH ĐỂ XỬ LÝ NƯỚC THẢI SẢN
XUẤT DƯỢC PHẨM




Chuyên ngành: Hóa môi trƣờng
Mã số : 60.44.41



LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC


NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC: PGS. TS. Bùi Duy Cam





HÀ NỘI - 2012

LỜI CẢM ƠN

Với lòng biết ơn sâu sắc, em xin gửi lời cảm ơn chân thành tới thầy giáo PGS.
TS. Bùi Duy Cam đã giao đề tài và tạo điều kiện thuận lợi cho em trong quá trình
nghiên cứu. Em cũng gửi lời cảm ơn chân thành tới thầy giáo PGS. TS. Đỗ Quang
Trung đã nhiệt tình giúp đỡ, cho em những kiến thức quí báu. Em xin chân thành cảm
ơn các thầy, cô trong phòng thí nghiệm Hóa môi trường đã tận tình chỉ bảo và hướng
dẫn em trong suốt thời gian làm luận văn.
Cảm ơn các phòng thí nghiệm trong Khoa Hóa học – Trường Đại học Khoa học
Tự nhiên đã tạo điều kiện giúp đỡ tôi trong quá trình làm thực nghiệm.
Xin chân thành cảm ơn các bạn học viên, sinh viên làm việc trong phòng thí
nghiệm Hóa môi trường đã giúp đỡ tôi trong quá trình tìm tài liệu và làm thực nghiệm.
Tôi xin chân thành cảm ơn!

Học viên cao học


Đoàn Thị Dung

MỤC LỤC
LỜI MỞ ĐẦU 1
Chương 1 - TỔNG QUAN 2
1.1. Tổng quan về công nghệ sản xuất dược phẩm tại Việt Nam 2
1.1.1.Thực trạng sản xuất dược phẩm ở Việt Nam. 2
1.1.2. Đặc tính nước thải sản xuất dược phẩm 3
1.1.3. Thực trạng xử lý nước thải dược phẩm. 5
1.1.4. Giới thiệu một số thuốc kháng sinh 7
1.2. Các phương pháp chủ yếu xử lý nước thải dược phẩm. 10
1.2.1. Phương pháp sinh học. 10
1.2.2. Phương pháp oxi hóa tăng cường 12
1.2.3. Phương pháp hấp phụ 15
1.3. Ứng dụng của vật liệu aluminosilicat – zeolit, và than hoạt tính biến tính trong
xử lý nước thải 17
1.3.1. Ứng dụng của zeolit trong xử lý nước thải 17
1.3.2. Ứng dụng của than hoạt tính biến tính trong xử lý nước thải 26
Chương 2 - THỰC NGHIỆM 33
2.1. Mục tiêu và nội dung nghiên cứu 33
2.1.1. Mục tiêu nghiên cứu 33
2.1.2. Nội dung nghiên cứu 33
2.2. Hóa chất và thiết bị 33
2.2.1. Thiết bị 33
2.2.2. Hóa chất và nguyên vật liệu 33
2.3. Phương pháp đo COD của mẫu 36
2.3.1. Nguyên tắc 36
2.3.2. Cách xây dựng đường chuẩn COD 36
2.3.3. Kết quả xác định COD của dung dịch gốc các mẫu thuốc kháng sinh 37

2.4. Phương pháp biến tính than 39
2.4.1. Biến tính than bằng cách tẩm dung dịch đithizon 1% 39
2.4.2. Oxi hóa bề mặt than hoạt tính bằng HNO
3
39
Chương 3 – KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 40
3.1. Khảo sát khả năng hấp phụ rivanol trong dung dịch nước bằng vật liệu
aluminosilicat 40
3.1.1. Khảo sát khả năng hấp phụ rivanol trên các vật liệu aluminosilicat 40
3.1.2. Khảo sát ảnh hưởng của pH đến khả năng hấp phụ rivanol trên zeolit 41
3.1.3. Khảo sát ảnh hưởng của thời gian đến khả năng hấp phụ rivanol trên zeolit
42
3.1.4. Khảo sát tải trọng hấp phụ cực đại của zeolit với rivanol 43
3.2. Khảo sát các yếu tố ảnh hưởng đến khả năng hấp phụ norfloxacin trong dung
dịch nước bằng vật liệu zeolit. 44
3.2.1. Khảo sát ảnh hưởng của pH 44
3.2.2.Khảo sát ảnh hưởng của thời gian 45
3.2.3. Khảo sát tải trọng hấp phụ cực đại. 46
3.3. Khảo sát các yếu tố ảnh hưởng đến khả năng hấp phụ amoxicillin trong dung
dịch nước bằng vật liệu zeolit. 47
3.3.1. Khảo sát ảnh hưởng của pH 47
3.3.2. Khảo sát tải trọng hấp phụ cực đại 48
3.4. Khảo sát khả năng hấp phụ của than hoạt tính 49
3.4.1. Khảo sát tải trọng hấp phụ cực đại của than hoạt tính với rivanol. 49
3.4.2. Khảo sát tải trọng hấp phụ cực đại của than hoạt tính với norfloxacin. 51
3.4.3. Khảo sát tải trọng hấp phụ cực đại của than hoạt tính với amoxicillin. 52
3.5. Khảo sát khả năng hấp phụ rivanol trong dung dịch nước bằng than hoạt tính
biến tính. 53

3.5.1. Khảo sát khả năng hấp phụ rivanol trên một số loại than hoạt tính biến tính.
53
3.5.2. Khảo sát ảnh hưởng của pH đến khả năng hấp phụ rivanol trên than hoạt
tính biến tính 56
3.5.3. Khảo sát ảnh hưởng của thời gian đến khả năng hấp phụ rivanol trên than
hoạt tính biến tính. 57
3.5.4. Khảo sát tải trọng hấp phụ cực đại của than hoạt tính biến tính với rivanol.
58
3.6. Khảo sát các yếu tố ảnh hưởng đến khả năng hấp phụ norfloxacin trong dung
dịch nước bằng than hoạt tính biến tính. 59
3.6.1. Khảo sát ảnh hưởng của pH. 59
3.6.2. Khảo sát ảnh hưởng của thời gian. 60
3.6.3. Khảo sát tải trọng hấp phụ cực đại. 61
3.7. Khảo sát các yếu tố ảnh hưởng đến khả năng hấp phụ amoxicillin trong dung
dịch nước bằng than hoạt tính biến tính. 62
3.7.1. Khảo sát ảnh hưởng của pH. 62
3.7.2. Khảo sát tải trọng hấp phụ cực đại. 63
KẾT LUẬN 65
TÀI LIỆU THAM KHẢO 66






DANH MỤC CÁC HÌNH

Hình 1.1. Cấu trúc của rivanol 7
Hình 1.2. Cấu trúc của norfloxacin 8
Hình 1.3. Cấu trúc của Amoxicillin 9
Hình 1.4. Đơn vị cấu trúc cơ bản của zeolit 20
Hình 2.1. Đường chuẩn COD-Abs 37
Hình 3.1. Thời gian cân bằng hấp phụ của zeolit với rivanol 42
Hình 3.2. Đường thẳng xác định các hệ số phương trình Langmui rivanol trên zeolit 43
Hình 3.3. Thời gian cân bằng hấp phụ của zeolit với norfloxacin 46
Hình 3.4. Đường thẳng xác định hệ số phương trình Langmuir zeolit với norfloxacin 47
Hình 3.5. Đường thẳng xác định hệ số phương trình Langmuir zeolit với amoxicillin 49
Hình 3.6. Đường thẳng xác định các hệ số phương trình Langmuir than hoạt tính với
rivanol 50
Hình 3.7. Đường thẳng xác định hệ số phương trình Langmuir than hoạt tính với
norfloxacin 51
Hình 3.8. Đường thẳng xác định hệ số phương trình Langmuir than hoạt tính với
amoxicillin 53
Hình 3.9. Phổ hồng ngoại của than hoạt tính kích thước 0,5-1,18mm 55
Hình 3.10. Phổ hồng ngoại của than hoạt tính tẩm dung dịch đithizon 1% 55
Hình 3.11. Thời gian cân bằng hấp phụ của than biến tính với rivanol 57
Hình 3.12. Đường thẳng xác định các hệ số phương trình Langmuir than biến tính với
rivanol 58
Hình 3.13. Thời gian cân bằng hấp phụ của than biến tính với norfloxacin 61
Hình 3.14. Đường thẳng xác định hệ số phương trình Langmuir than biến tính với
norfloxacin 62
Hình 3.15. Đường thẳng xác định các hệ số phương trình Langmuir than biến tính với
amoxicillin 64

DANH MỤC CÁC BẢNG
Bảng 3.1. Kết quả đánh giá sơ bộ khả năng hấp phụ rivanol trên các loại vật liệu
aluminosilicat trong dung dịch có C
0
=50mg/l 40
Bảng 3.2. Kết quả hấp phụ rivanol bằng zeolit trong môi trường pH khác nhau 41
Bảng 3.3. Thời gian cân bằng hấp phụ của zeolit với rivanol 42
Bảng 3.4. Xác định tải trọng hấp phu cực đại của zeolit với rivanol 43
Bảng 3.5. Kết quả hấp phụ norfloxacin trên zeolit trong môi trường pH khác nhau 44
Bảng 3.6 . Thời gian cân bằng hấp phụ của zeolit với norfloxacin 45
Bảng 3.7. Xác định tải trọng hấp phu cực đại của zeolit với norfloxacin 46
Bảng 3.8. Kết quả hấp phụ amoxicillin trên zeolit trong môi trường pH khác nhau 48
Bảng 3.9. Xác định tải trọng hấp phụ cực đại của zeolit với amoxicillin 48
Bảng 3.10. Xác định tải trọng hấp phụ cực đại của than hoạt tính với rivanol 50
Bảng 3.11. Xác định tải trọng hấp phụ cực đại của than hoạt tính với norfloxacin 51
Bảng 3.12. Xác định tải trọng hấp phụ cực đại của than hoạt tính với amoxicillin 52
Bảng 3.13. Kết quả đánh giá sơ bộ khả năng hấp phụ rivanol trên các loại than biến
tính trong dung dịch có C
0
=50mg/l 54
Bảng 3.14. Kết quả hấp phụ rivanol bằng than biến tính trong môi trường pH khác
nhau 56
Bảng 3.15 . Thời gian cân bằng hấp phụ của than biến tính với rivanol 57
Bảng 3.16. Xác định tải trọng hấp phụ cực đại của than biến tính với rivanol 58
Bảng 3.17. Kết quả hấp phụ norfloxacin bằng than biến tính trong môi trường pH khác
nhau 59
Bảng 3.18. Thời gian cân bằng hấp phụ của than biến tính với norfloxacin 60
Bảng 3.19. Xác định tải trọng hấp phu cực đại của than biến tính với norfloxacin 61
Bảng 3.20. Kết quả hấp phụ amoxicillin trên than biến tính trong môi trường pH khác
nhau 63

Bảng 3.21. Xác định tải trọng hấp phu cực đại của than biến tính với amoxicillin 64



1

LỜI MỞ ĐẦU
Cùng với quá trình phát triển kinh tế và sự gia tăng dân số, việc bảo vệ sức khỏe
của con người ngày càng quan trọng hơn. Quá trình sản xuất và sử dụng dược phẩm
trở nên phổ biến để phục vụ nhu cầu chăm sóc sức khỏe. Từ nhu cầu đó mà ngành
dược phẩm trên thế giới cũng như ở nước ta đã có những bước phát triển vượt bậc làm
đa dạng và phong phú hơn các loại dược phẩm.
Trong quá trình sản xuất và sử dụng dược phẩm, phần còn dư của nguyên liệu
sản xuất và lượng sản phẩm hết hạn sử dụng có thể đi vào môi trường gây nên sự ô
nhiễm nghiêm trọng. Trong môi trường, các chất thải dược phẩm gây nguy hại trực tiếp
đến đời sống sinh vật thủy sản, động vật, tiêu diệt vi sinh có ích trong quá trình xử lý
nước thải, dẫn tới ảnh hưởng đến con người. Đồng thời sự có mặt của chất thải kháng
sinh trong môi trường ức chế quá trình xử lý nước thải bằng phương pháp sinh học. Do
vậy cần loại bỏ trước khi đi vào môi trường.
Để xử lý nước thải có nhiều phương pháp khác nhau như: phương pháp sinh
học, phương pháp cơ học, phương pháp hóa học Trong đó phương pháp có hiệu quả
là phương pháp hấp phụ trên các vật liệu than hoạt tính, vật liệu có nguồn gốc
aluminosilicat. Vì những lý do trên chúng tôi chọn đề tài “Nghiên cứu ứng dụng
aluminosilicat và than hoạt tính biến tính để xử lý nƣớc thải sản xuất dƣợc phẩm”
nhằm góp phần vào công tác bảo vệ môi trường.

2
Chƣơng 1 - TỔNG QUAN
1.1. Tổng quan về công nghệ sản xuất dƣợc phẩm tại Việt Nam [3]
1.1.1.Thực trạng sản xuất dược phẩm ở Việt Nam.
Trong ngành sản xuất dược phẩm, người ta chia thành 3 giai đoạn sản xuất như sau:
1. Nghiên cứu và phát triển.
2. Chuyển đổi những hợp chất hữu cơ tự nhiên trở thành nguyên liệu dược phẩm
thông qua các quá trình lên men, chiết tách và tổng hợp hóa học.
3. Hoàn tất pha trộn và đóng gói sản phẩm.
Ở Việt Nam, hầu hết các nhà máy sản xuất dược phẩm chỉ dừng ở việc pha trộn
và đóng gói thành phẩm được tiến hành với những sản phẩm bao gồm thuốc gây tê,
mê, thuốc tẩy trùng, nước muối bão hòa, thuốc chống đông, thuốc giảm đau, thuốc
huyết áp, kháng sinh, thuốc lợi tiểu, thuốc chống nhiễm trùng, thuốc trợ tim, thuốc thần
kinh và các loại vitamin trong các dạng thành phẩm như viên nang, viên nén, thuốc
tiêm, xirô, kem, chai dịch truyền, bao thuốc dạng lỏng…
Các nhà máy dược tại Việt Nam, sản phẩm sau khi đóng chai và đóng gói sẽ có
nhiều tên gọi thương mại khác nhau, nhưng chỉ theo các dạng sử dụng thông dụng sau:
viên nén, viên nang, xirô, bao bột dạng lỏng, kem, thuốc mỡ và chai thuốc sát trùng,
dạng chai dịch truyền và thuốc tiêm.
Nguyên liệu cho sản xuất dược phẩm bao gồm các thành phần dược liệu chính,
các chất tá dược như đường, lactose,…và các dung môi như methylene chlorid,
dichloro ethane, ethyl acetate và methanol. Phần lớn các dược liệu này đều là những
sản phẩm nhập khẩu.
Nguyên liệu cơ bản phục vụ việc sản xuất vỏ viên nang là gelain y tế. Gelain là
hỗn hợp của protein nước bão hòa có nguồn gốc chính từ colagen, một dạng protein tự
nhiên. Một số nguyên liệu chính khác sử dụng trong sản xuất vỏ viên nang là thuốc

nhuộm, chất trợ nhuộm, chất bảo quản và glyxerin.



3
Một số các nguyên liệu đóng gói khác nhau như chai thủy tinh, nắp nhựa, đai
niêm phong nhôm, túi giấy, nhựa, carton, nhãn và màng co cũng được sử dụng trong
quy trình sản xuất.
1.1.2. Đặc tính nước thải sản xuất dược phẩm
1.1.2.1 Nhu cầu sử dụng nước
Nước được sử dụng chủ yếu cho các quá trình sau: Quá trình sản xuất, rửa thiết
bị, rửa chai ống, vệ sinh khu vực sản xuất, cung cấp cho lò hơi, cấp nước cho tháp giải
nhiệt, cung cấp cho hệ thống điều hòa, cung cấp cho phòng thí nghiệm và cấp nước cho
khu vực văn phòng.
Để rửa chai lọ và cung cấp nước cho phòng thí nghiệm, cho quá trình sản xuất
thuốc kem và mỡ người ta sử dụng nước sinh hoạt đã qua quá trình trao đổi ion. Đối
với sản xuất thuốc tiêm và một số loại thuốc khác phải sử dụng nước cất.
Tổng lượng nước tiêu thụ bao gồm cả nước vệ sinh dùng cho bộ phận văn
phòng, nước rửa nhà xưởng và các loại nước làm sạch khác ước tính khoảng 120 –
180l/kg nguyên liệu.
1.1.2.2 Các nguồn thải trong nhà máy
Lượng nước tham gia vào quá trình sản xuất không lớn nhưng có mức độ ô
nhiễm khá cao bởi vì có sự hiện diện hàm lượng khá lớn các loại hợp chất hữu cơ. Chi
tiết các nguồn thải như sau:
a. Rửa thiết bị máy móc: Đây là nguồn thải chính với mức ô nhiễm cao của các nhà
máy dược phẩm. Trong một số nhà máy, có các bộ phận hay một phần của thiết bị có
thể tháo lắp ra được thì đem rửa tại các khu vực riêng, còn phần còn lại của thiết bị thì
được rửa tại chỗ. Nhìn chung các thiết bị đầu tiên được rửa bằng nước máy và sau đó
tiếp tục rửa với nước nóng để đảm bảo không có nhiễm chéo. Các hóa chất tẩy rửa
được sử dụng. Cuối cùng, thiết bị được làm khô bởi máy thổi khí. Nồi hấp và máy

đóng viên thường được rửa với dung dịch sau khi hoàn tất mỗi mẻ.



4
b. Rửa chai, lọ, ống: ống thủy tinh dùng trong sản xuất thuốc tiêm thông thường được
rửa nước máy sau đó rửa bằng nước khử khoáng và cuối cùng được rửa bằng nước cất.
c. Vệ sinh nhà xưởng: Nền của khu vực sản xuất thông thường được làm sạch bởi máy
hút bụi để thu gom nguyên liệu khô và sau đó lau chùi dung dịch. Sàn nhà xưởng
thường hay được rửa bằng nước. Nước thải rửa sàn chứa hàm lượng nhỏ các chất hóa
học. Và lượng nước thải này cũng bao gồm cả phần nước thải do rửa chổi lau nhà có
chứa các chất trên.
d. Nước thải phòng thí nghiệm: Nước thải từ phòng thí nghiệm bắt nguồn từ các quá
trình rửa vệ sinh các dụng cụ thiết bị phòng thí nghiệm, nó chứa đựng những chất ô
nhiễm như dung môi, các tác nhân phân tích, các hóa chất dược phẩm.
e. Nước thải bỏ của nồi hơi: Nhằm khống chế tổng chất rắn hòa tan (TDS) trong nồi
hơi, một phần của nước thải trong nồi sẽ được thải ra ngoài định kỳ. Phần nước thải
này có TDS cao và cũng chứa hàm lượng vết các hóa chất dùng trong nồi hơi. Nhiệt độ
của nước thải này khá cao khoảng 100
0
C.
f. Hơi nước ngưng tụ: Hơi nước sau khi sử dụng cho nồi hấp, máy đóng viên nén,
thiết bị cất nước, hệ thống điều hòa không khí và khử độ ẩm và hệ thống gia nhiệt cho
các thiết bị thủy tinh.
g. Nước thải bỏ của tháp giải nhiệt: Dòng nước thải này có TDS cao và cũng có hàm
lượng nhỏ các hóa chất sử dụng cho hệ thống nước làm mát.
h. Nước làm mềm: Nước thải của quá trình này chứa đựng TDS cao và một lượng
muối còn dư lại.
1.1.2.3. Sự thay đổi tính chất nước thải
Như đã trình bày ở trên, nước thải ô nhiễm chủ yếu là xuất phát từ quá trình rửa

làm vệ sinh các thiết bị dụng cụ. Do vậy, lưu lượng của nước thải phụ thuộc rất lớn vào
thời gian hàng ngày và tính chất nước thải có biên độ dao động từ các nguồn ô nhiễm
khác cũng dao động khá lớn theo thời gian do các loại hóa chất sử dụng khác nhau.



5
Nước thải của quá trình sản xuất có những tính chất thay đổi với từng phân xưởng
sản xuất, phụ thuộc chủ yếu tính chất của các loại nguyên liệu thô trong quá trình sản
xuất. Trong nhà máy sản xuất người ta thường phân ra thành ba nguồn nước thải sản
xuất như sau:
 Nước thải từ phân xưởng sản xuất  - lactam có chứa chất kháng sinh và các chất
hữu cơ khác.
 Nước thải từ phân xưởng non  - lactam, có chứa các loại nguyên liệu thô khác.
 Nước thải từ phòng kiểm nghiệm có chứa các loại nguyên liệu còn có kim loại
nặng, các loại hóa chất, dung môi khác nhau.
Do vậy, sẽ rất khó khăn thì thành lập một khoảng xác định tính chất nước thải trong
sản xuất dược phẩm.
1.1.3. Thực trạng xử lý nước thải dược phẩm.
Các sản phẩm của ngành dược phẩm đã và đang tăng lên nhanh chóng trong
suốt vài thập kỉ qua. Sau quá trình sử dụng, một lượng dược phẩm đi vào môi trường
gây nên sự ô nhiễm nghiêm trọng. Các nhà khoa học đã tìm thấy sự có mặt của một số
dược phẩm trong nước thải và nước bề mặt ở nồng độ cỡ ng/L đến µg/L. Hơn 70 hợp
chất khác nhau đã được phát hiện trong nước ngầm và nước trên bề mặt ở các quốc gia
như Mỹ, thường ở nồng độ 0.01 đến 1 µg/L[12].
Các tác giả Won-Jin Sim, Ji-Woo Lee và Jeong-Eun Oh [32] đã nghiên cứu sự
xuất hiện và sự phân hủy của dược phẩm trong các nhà máy xử lý nước thải và những
dòng sông ở Hàn Quốc. Họ đã xác định được 25 loại dược phẩm trong 10 nhà máy xử
lý nước thải trung ương, một nhà máy xử lý nước thải bệnh viện và năm dòng sông.
Trong nhà máy xử lý nước thải sinh hoạt đô thị nồng độ acetaminophen, axit

acetylsalicylic và cafein tương đối cao. Sự xuất hiện của dược phẩm trong các nhà máy
xử lý nước thải bị ảnh hưởng bởi quá trình sản xuất và tiêu thụ dược phẩm. Nồng độ
dược phẩm trong nhà máy xử lý nước thải bệnh viện cao hơn nhà máy xử lý nước thải
sinh hoạt đô thị, và cafein, ciprofloxacin và acetaminophen chiếm chủ yếu. Ở các dòng



6
sông cafein chiếm chủ yếu. Sự phân bố dược phẩm liên quan đến dòng nước thải vào.
Trong nhà máy xử lý nước thải sinh hoạt đô thị nồng độ acetaminophen, cafein, axit
acetylsalicylic, ibuprofen và gembiprozil đã giảm được trên 99%. Quá trình giảm xảy
ra chủ yếu trong quá trình xử lý sinh học. Trong quá trình hóa lý, nồng độ dược phẩm
giảm không nhiều, loại trừ một số trường hợp. Trong nhà máy xử lý nước thải bệnh
viện nồng độ ciprofloxacin, axit acetylsalicylic, acetaminophen và carbamazepine chỉ
giảm trên 80%.
Ở Trung Quốc, nhóm tác giả Quian Sui, Jun Huang, Shubo Deng…[27] đã
nghiên cứu sự xuất hiện và loại bỏ 12 loại dược phẩm và 2 sản phẩm thương mại bao
gồm: thuốc kháng sinh, thuốc chống viêm, thuốc chống tăng huyết áp, thuốc chống co
giật, chất kích thích, thuốc trừ sâu bọ và thuốc chống rối loạn thần kinh trung ương tại
4 nhà máy xử lý nước thải ở Bắc Kinh. Các hợp chất được tách ra từ mẫu nước thải
bằng phương pháp chiết pha rắn và được phân tích bằng phương pháp sắc kí lỏng hiệu
năng siêu kết hợp với phổ khối. Các hợp chất này được tìm thấy với nồng độ từ
4,4ng/L-6,6µg/L trong xử lý sơ cấp và nồng độ từ 2,2-320ng/L trong xử lý thứ cấp. Kết
quả này phù hợp với mức tiêu thụ các dược phẩm này ở Trung Quốc, và thấp hơn
nhiều những báo cáo ở Mỹ và Châu Âu. Hầu hết các hợp chất này khó loại bỏ trong xử
lý sơ cấp. Trong khi đó tỉ lệ loại bỏ chúng đạt được từ 12-100% trong xử lý thứ cấp.
Trong quá trình xử lý tăng cường, các qui trình xử lý khác nhau cho thấy hiệu xuất
khác nhau. Các hợp chất này không thể loại bỏ bằng lọc cát, nhưng quá trình ozon
hóa, vi lọc/thẩm thấu ngược áp dụng ở 2 nhà máy xử lý nước thải dược phẩm cho thấy
hiệu quả loại bỏ tương đối tốt. Các phương pháp này góp phần loại bỏ chất ô nhiễm vi

mô trong xử lý nước thải.
Hiện nay, do những nguyên nhân khách quan, một số xí nghiệp sản xuất dược
phẩm ở Việt Nam có thể có hoặc không có các hệ thống xử lý nước thải. Nhưng nhìn
chung, các trạm xử lý nước thải của các nhà máy dược phẩm trong nước đều có điểm



7
chung là dựa trên cơ sở các công nghệ sinh học thông dụng phổ biến như xử lý kỵ khí,
hiếu khí.
1.1.4. Giới thiệu một số thuốc kháng sinh
Rivanol

Hình 1.1. Cấu trúc của rivanol
Rivanol là hợp chất thế của diaminoacridine, 6,9-diamino-2-ethoxyacridine
lactate, cấu trúc của rivanol [Hình 1.1]. Rivanol được sử dụng như một chất kháng
khuẩn hiệu quả trước khi penicillin xuất hiện và được sử dụng trong các thử nghiệm
kháng như chất kháng nguyên. Ngày nay nó được sử dụng nhiều để thay thế các dung
dịch muối sát khuẩn trong nạo phá thai cũng như được sử dụng rộng rãi trong chăn
nuôi và thú y [25]. Độ an toàn của rivanol khi sử dụng trên nhiều bệnh nhân đã được
ghi nhận trong các báo cáo của Manabe và Ingemanson. Tuy nhiên những báo cáo này
chỉ xem xét đến những tác động trong thời gian ngắn. Vì rivanol thuộc họ acridine, một
loại hợp chất liên kết rất chặt chẽ và lâu dài với AND và gây ra các đột biến, có thể phá
hủy gen di truyền, tạo ra các loại ung thư và các bệnh liên quan. Việc lạm dụng và sử
dụng không đúng cách rivanol trong chăn nuôi sẽ gây ra những hậu quả nghiêm trọng
về lâu dài cho môi trường và sức khỏe con người. Do tính bền của rivanol nên các
phương pháp phân hủy thông thường tỏ ra không hiệu quả trong việc xử lí nó. Vì vậy
trong trường hợp này hấp phụ có thể được xem xét như là phương pháp thay thế hiểu
quả hơn nhiều.

8
Norfloxacin [6]

Hình 1.2. Cấu trúc của norfloxacin
Norfloxacin là một tác nhân kháng khuẩn tổng hợp được sử dụng để điều trị các
nhiễm khuẩn đường niệu thông thường và cả các trường hợp phức tạp. Norfloxacin
thuộc nhóm kháng sinh phổ rộng có hoạt tính ức chế cả vi khuẩn gram âm và dương.
Norfloxacin thể hiện hoạt tính bằng các ức chế các enzim DNA gyrase, một loại enzim
cần thiết để phân tách DNA của vi khuẩn, qua đó ức chế sự phân chia của tế bào vi
khuẩn. Norfloxacin có khả năng tương tác với các kháng sinh khác làm tăng nguy cơ
độc tính. Do đó chỉ nên sử dụng khi tất cả các kháng sinh khác không có tác dụng chữa
trị. Nhưng trong các thuốc kháng khuẩn dòng quinone, nó được sử dụng khá rộng rãi
trong điều trị các nhiễm khuẩn cho cả người và vật nuôi, đặc biệt là các nhiểm khuẩn
gây ra bởi các vi khuẩn Campylobacter, E. coli, Salmonella và V. colera [24].
Norfloxacin là chất kháng sinh thế hệ thứ hai của dòng fluoroquinone, là một
dạng cải biến của axit nalidixic, nhưng hiệu nghiệm của nó được tăng đáng kể bởi
nguyên tử flo và nhóm piperazine ở vị trí thứ 7 trong hệ vòng. Norfloxacin hầu như
không biến đổi và khoảng dưới 25% được chuyển hóa trong cơ thể sinh vật.
Norfloxacin có mặt trong nước mặt, nước ngầm, nước thải và thậm chí là nước sinh
hoạt. Đó là do hợp chất này có cấu trúc cực nên không hấp phụ vào các lớp đất mà tồn
tại trong môi trường nước. Do đó norfloxacin được coi là một gây chất ô nhiễm trong
nước. Đối với vấn đề phân hủy các hợp chất hữu cơ, phân hủy sinh học tỏ ra ưu thế



9
hơn hẳn các phương pháp khác. Tuy nhiên, với các chất kháng sinh như norfloxacin thì
phương pháp này hầu như không hiệu quả.

Amoxicillin

Hình 1.3. Cấu trúc của Amoxicillin
Amoxicillin là một kháng sinh phổ rộng được sử dụng rỗng rãi trong việc điều
trị các bệnh nhiễm trùng họng, mũi, tai và đường hô hấp dưới. Amoxicillin là một biến
thể của ampicilin, cả hai có thể được đưa vào cơ thể qua đường tiêu hóa. Amoxicillin
được hấp thụ bởi hệ tiêu hóa tốt hơn so với ampicilin, do đó cải thiện hiệu quả điều trị
và giảm được liều lượng đưa vào cơ thể. Amoxicillin được chỉ định để điều trị nhiễm
khuẩn do dòng vi khuẩn beta-lactam âm gây nên, dòng vi khuẩn này không có khả
năng tạo ra enzim beta-lactam. Hình 1.3 biểu diễn cấu trúc của amoxicillin.
Amoxicillin là sản phẩm bán tổng hợp penicillin, có khả năng chống vi sinh vật do
vòng beta-lactam gây ra. Amoxicillin và các kháng sinh họ penicillin khác có mục tiêu
là phá hủy thành tế bào của vi khuẩn. Các kháng sinh beta-lactam liên kết và ức chế
các enzim cần thiết cho quá trình tổng hợp peptidoglycan, một thành phần thiết yếu của
thành tế bào. Khi vi khuẩn nhân lên rồi phân chia, thành tế bào yếu không thể bảo vệ
các cơ quan bên trong từ môi trường xung quanh và cuối cùng sẽ làm chết tế bào vi
khuẩn [10].



10
Nồng độ amoxicillin trong nước tiểu của mỗi người là khác nhau và bị ảnh
hưởng bởi liều dùng, cách dùng (tiêm ven, tiêm cơ hoặc uống thuốc viên), việc sử dụng
thực phẩm và đồ uống và thời gian từ khi dùng thuốc. Liều dùng có thể từ ít hơn 1000
mg/lần đến 4000 mg/lần. Các bệnh nhân hấp thụ dược học là không giống nhau. Vì thế
việc dự đoán lượng kháng sinh đi vào các nhà máy xử lí nước thải và môi trường từ
nước tiêu là vô cùng khó khăn. Nồng độ amoxicillin trong nước tiểu trong khoảng từ
10 dến 500 gm/L, phụ thuộc vào thời gian sau khi sử dụng thuốc. Tuy nhiên, xấp xỉ 30
% lượng amoxicillin có thể đi qua cơ thể, 80% lượng amoxicillin được bài tiết ra ngoài
cơ thể vẫn giữ nguyên cấu hình ban đầu.

Do amoxicillin được sử dụng rộng rãi nhằm bảo vệ sức khỏe con người và các
sinh vật khác. Một số nhà khoa học đã tìm thấy sự có mặt của hợp chất này trong nước
thải cùng với cloxacillin. Chúng có ở tầng nước bề mặt, nước ngầm, nước thải và thậm
chí cả nước sinh hoạt hàng ngày cho con người. Các dược phẩm này đi vào môi trường
nước bằng rất nhiều phương thức như trong quá trình sản xuất các dược phẩm này, quá
trình sử dụng thuốc ở bệnh viện, quan đường tiêu hóa của con người và sinh vật và quá
trình nuôi trồng thủy sản. Khi hàm lượng của chất kháng sinh này là quá lớn trong môi
trường nước, hệ quả là khả năng kháng thuốc của vi sinh vật tăng lên. Bên cạnh đó,
vấn đề mà các nhà khoa học lo lắng chính là tốc độ phân hủy rất chậm của loại thuốc
kháng sinh này trong môi trường. Từ đó, họ đã nghiên cứu về sự phân hủy của các hóa
chất này bằng các loại vật liệu khác nhau. Zhang et al đã nghiên cứu xử lý nước thải
amoxicillin bằng phương pháp chiết tách, oxi hóa Fenton. Đồng thời, một số nghiên
cứu khác sử dụng các tác nhân như ozone, H
2
O
2
, Fe
2+
… dưới tác dụng của ánh sáng
UV.
1.2. Các phƣơng pháp chủ yếu xử lý nƣớc thải dƣợc phẩm.
1.2.1. Phương pháp sinh học.
Bản chất của quá trình xử lý nước thải bằng phương pháp sinh học là sử dụng
khả năng hoạt động của vi sinh vật để phân hủy các chất ô nhiễm hữu cơ có trong nước



11
thải. Trong công trình xử lý sinh học, các chất ô nhiễm như chất hữu cơ hòa tan và các
chất keo được vi sinh vật sử dụng làm nguồn thức ăn cho sự sinh trưởng của chúng.

Trong quá trình tăng trưởng, vi sinh vật chuyển hóa các chất ô nhiễm thành CO
2
, H
2
O
và các tế bào mới (sinh khối/bùn). Các chất ô nhiễm được loại bỏ thông qua công trình
lắng để tách bùn ra khỏi nước thải. Sự phân hủy cơ chất bởi vi sinh vật sẽ làm giảm
nồng độ chất ô nhiễm theo thời gian đồng thời làm tăng khối lượng tế bào.
Các tác giả G. Mascolo, L. Balest, D. Cassno…[14] đã nghiên cứu khả năng
phân hủy sinh học một số mẫu nước thải có nguồn gốc từ dây chuyền sản xuất công
nghiệp 3 loại dược phẩm (naproxen, acylovir và axit nalidixic) bằng phương pháp
Zahn-Wellent chuẩn. Thành phần nước thải trước và trong khi nghiên cứu được xác
định là chất gốc và các chất chuyển hóa chính bằng phương pháp LC/MS, và khả năng
phân hủy sinh học các hợp chất gốc cũng được đánh giá bằng các thí nghiệm Zahn-
Wellens trong các dung dịch tổng hợp. Kết quả thu được cho thấy khả năng phân hủy
sinh học acyclovir và naproxen tương đối tốt.
Farshid Pajoum Shariati, Mohammad Reza Mehrnia và các cộng sự [12] đã
ứng dụng thiết bị phản ứng sinh học kết hợp với lọc màng để xử lý nước thải dược
phẩm có chứa acetaminophen. Trong nghiên cứu này, một hệ thống thử nghiệm bao
gồm bình phản ứng sinh học màng ngăn nâng khí vòng ngoài (external loop airlift
membrane bioreactor: ELAMBR) được áp dụng cho việc xử lý nước thải dược phẩm
tổng hợp. Hiệu suất của hệ thống này được tính toán theo khả năng loại bỏ
acetaminophen như là chất ô nhiễm chính của nước thải dược phẩm. Hệ thống thí
nghiệm bùn hoạt hóa thông thường (conventional activated sludge: CAS) được sử dụng
song song với hệ thống này để so sánh khả năng loại bỏ acetaminophen của hai hệ
thống. Hiệu suất của hệ thống ELAMBR được kiểm tra trong gần 1 tháng để xem xét
độ bền lâu dài của hệ thống và ảnh hưởng có thể của thời gian giữ chất rắn lên hiệu quả
loại bỏ acetaminophen. Hiệu quả loại bỏ là tương đối cao trong hệ thống ELAMBR so
với quá trình CAS. 100% acetaminophen được loại bỏ sau 2 ngày trong hệ thống này.

12
Kết quả cũng chỉ ra rằng nồng độ ban đầu của acetaminophen, nhu cầu oxi hóa học
(COD) và các chất rắn lơ lửng trong chất lỏng (MLSS) là các tham số quan trọng nhất
trong việc loại bỏ 1 chất ô nhiễm như acetaminophen. Nghiên cứu này minh họa sự
hữu ích của hệ thống ELAMBR trong xử lý nước thải dược phẩm với các thuận lợi
như: vận hành và bảo dưỡng đơn giản, loại bỏ hiệu quả chất ô nhiễm dược phẩm và
COD, tiêu thụ năng lượng thấp.
1.2.2. Phương pháp oxi hóa tăng cường
Các quá trình oxi hóa tăng cường dựa trên sự tạo thành các gốc tự do hoạt động
như OH
•
, gốc tự do này đóng vai trò một tác nhân oxi hóa không chọn lọc. Trong các
quá trình này, sự khoáng hóa hoàn toàn thu được ở điều kiện nhiệt độ áp suất bình
thường. Các quá trình oxi hóa tăng cường phân biệt nhau ở cách thức tạo ra gốc tự do.
Gốc tự do có thể được tạo ra bằng nhiều cách: chiếu tia UV, sự phân ly của H
2
O
2
(có
xúc tác), O
3
.
 Các quá trình quang hóa
Gốc tự do được tạo thành dưới tác dụng của bức xạ tử ngoại:
- Quang hóa không xúc tác: bức xạ tử ngoại năng lượng cao được hấp thụ bởi các
phân tử, đưa phân tử chất hấp thụ lên trạng thái kích thích. Ở trạng thái này khả năng
phản ứng của nó là rất lớn, nó phân hủy cho các chất ít độc hơn hoặc khơi mào phản
ứng dây chuyền phân hủy các chất hữu cơ trong hệ. Phản ứng tạo thành gốc OH

•
:
H
2
O H
•
+OH
•

- Quá trình quang phân UV/ H
2
O
2
: sử dụng bức xạ tử ngoại để phân ly liên kết
trong H
2
O
2
tạo ra gốc OH
•
. Cơ chế quang phân trong trường hợp này là sự bẻ gãy liên
kết O - O do hấp thụ bức xạ tử ngoại, hình thành hai gốc OH
•
:
H
2
O
2
2OH
•

- Quá trình xúc tác quang hóa: xúc tác thường là chất bán dẫn như TiO
2
dạng
anatase. TiO
2
là một trong những xúc tác hữu ích nhất cho thấy một số ưu thế so với



13
các chất xúc tác khác, do sự ổn định quang cao và chi phí giảm. Hệ thống xúc tác
quang dựa trên sự hấp thụ photon với năng lượng lớn hơn 3,2eV (tương ứng với bước
sóng thấp hơn 390nm) để bắt đầu sự kích thích, liên quan đến quá trình tách, tạo ra cặp
e
CB
-

- h
VB
+
[21].
TiO
2
+ hν > e
CB
-

+ h
VB

+
h
VB
+
có thể oxi hóa phân tử H
2
O và ion OH
-
được hấp thụ trên bề mặt hạt TiO
2

tạo thành gốc OH
•
. Gốc OH
•
là tác nhân oxi hóa mạnh, oxi hóa các chất hữu cơ thành
các chất vô cơ đơn giản như CO
2
, H
2
O
H
2
O
(ads)
+ h
VB
+
> OH
•

+ H
+

OH
(ads)
-
+ h
VB
+
> OH
•

 Ozon hóa
Ozon hóa được xem là một trong những quá trình oxi hóa tăng cường ở pH
kiềm do các chất hữu cơ bị oxi hóa bởi gốc tự do hoạt động được tạo ra trong quá trình
phân hủy ozon. Thực ra trong mỗi quá trình ozon hóa, chất hữu cơ bị oxi hóa một phần
do phản ứng của các gốc tự do, một phần là sự ozon hóa trực tiếp chất hữu cơ. Bởi lẽ,
ozon là chất oxi hóa mạnh hơn oxy, và về mặt lý thuyết , không có hợp chất hữu cơ
nào không bị oxi hóa bởi ozon. Nhược điểm lớn nhất của phương pháp này là khó khăn
trong việc thu được ozon và sự nhạy cảm pH của quá trình.
Các quá trình ozon hóa gồm có:
- Quá trình UV/O
3
: quá trình ozon hóa được hỗ trợ bằng việc chiếu ánh sáng tử
ngoại để tăng hiệu quả tạo OH
•
hay tạo 2OH
•
với nồng độ cao hơn.
H

2
O+O
3
2OH
•
+ O
2

- Quá trình H
2
O
2
/O
3
: phản ứng giữa O
3
và H
2
O
2
tăng sự tạo thành gốc OH
•
. Trong
trường hợp này, ngoài gốc OH
•
còn có gốc HO
2
•
(tạo ra tử H
2

O
2
). Vì vậy phản ứng oxi
hóa chất hữu cơ đạt hiệu quả cao hơn.
H
2
O
2
+ 2O
3
2OH
•
+ 3O
2




14
- Quá trình H
2
O
2
/UV/O
3
: là sự kết hợp của các quá trình UV/O
3
, H
2
O

2
/O
3
,
UV/H
2
O
2
để thu được hệ bậc 3. Đây là quá trình hiệu quả nhất trong xử lý nước thải ô
nhiễm nặng và cho phép giảm TOC, khoáng hóa hoàn toàn chất ô nhiễm. Cơ chế tạo
gốc tự do được chỉ ra trong phản ứng:
H
2
O
2
+ 2O
3
2OH
•
+ 3O
2
Tanaka và các cộng sự [31] đã nghiên cứu loại bỏ dược phẩm trong nước thải
dựa trên quá trình UV/O
3
, H
2
O
2
/O
3

. Kết quả thu được với nồng độ ozon 6mg/L thời
gian tiếp xúc 15 phút, cafein, N,N-Đietyl-meta-Toluamit, cyclophosphamide được loại
bỏ với hiệu suất tương ứng 84, 89 và 46%.

Các hệ Fenton (H
2
O
2
/Fe
2+
) và hệ kiểu Fenton (H
2
O
2
/Fe
3+
):
Là các hệ phản ứng trong đó gốc tự do OH
•
được tạo ra do sự phân ly của H
2
O
2

xúc tác bởi Fe
2+
, Fe
3+
:
Fe

2+
+ H
2
O
2
→ Fe
3+
+ OH
-
+ OH
•

H
2
O
2
+ OH
•
→ HO
2
•
+ H
2
O
Fe
3+
+ HO
2
•
+ H

2
O → Fe
2+
+ O
2
+ H
3
O
+
Gốc OH
•
sinh ra tấn công các hợp chất hữu cơ:
OH
•
+ RH → R
•
+ H
2
O

R
•
+ Fe
3+
→ R
+
+ Fe
2+

Ở pH thấp sẽ diễn ra phản ứng tái tạo Fe

2+
, khi đó Fe
2+
đóng vai trò xúc tác thật
sự cho phản ứng phân hủy H
2
O
2
:

Fe
3+
+ H
2
O
2
→ H
+
+ FeOOH
2+

FeOOH
2+
→ HO
2
•
+ Fe
2+
Ngoài ra còn có các hệ trên cơ sở hệ Fenton có sử dụng thêm UV hoặc oxalat để
tăng cường phản ứng oxi hóa các hợp chất hữu cơ, hệ quang Fenton tái tạo xúc tác nhờ

bức xạ tử ngoại: Fe(OH)
2+
→ Fe
2+
+ OH
•
.
Phản ứng Fenton được phát hiện từ 1894 nhưng cho đến gần đây mới được quan
tâm như một phương pháp khá hiệu quả để xử lý ô nhiễm chất hữu cơ như là nước thải



15
sản xuất dược phẩm. Shemer [30] nghiên cứu sự phân hủy của thuốc metronidazole
bằng chiếu xạ tia cực tím, quá trình Fenton và quang Fenton. Nghiên cứu này cho thấy
rằng hiệu quả loại bỏ các hợp chất của quang Fenton có thể tăng lên 20% so với quá
trình Fenton.
1.2.3. Phương pháp hấp phụ
Hấp phụ là sự tích lũy chất trên bề mặt phân cách pha. Chất có bề mặt trên đó
xảy ra sự hấp phụ được gọi là chất hấp phụ, chất được tích lũy trên bề mặt là chất bị
hấp phụ.
Dựa trên bản chất lực hấp phụ có thể phân loại hấp phụ vật lý và hấp phụ hóa
học, trong đó, hấp phụ vật lý gây ra bởi lực Van der Waals còn hấp phụ hóa học gây ra
bởi liên kết hóa học. Do bản chất lực hấp phụ nên hấp phụ hóa học không vượt qua đơn
lớp phân tử còn hấp phụ vật lý có thể có hiện tượng đa lớp (pha rắn - khí). Hai loại hấp
phụ này khác nhau về nhiệt hấp phụ, tốc độ hấp phụ, và đáng chú ý là tính đặc thù, có
nghĩa là hấp phụ vật lý ít phụ thuộc bản chất bề mặt trong khi đó để xảy ra hấp phụ hóa
học nhất thiết cần có ái lực giữa bề mặt và chất bị hấp phụ.
Diện tích bề mặt riêng càng lớn thì khả năng hấp phụ càng cao. Tuy nhiên, diện
tích bề mặt riêng mới nói lên tiềm năng hấp phụ, là điều kiện cần nhưng chưa đủ. Để

sự hấp phụ xảy ra tốt, đặc biệt là hấp phụ hóa học, còn phải xét đến yếu tố tương thích
về kích cỡ chất bị hấp phụ và kích thước mao quản chất hấp phụ (với vật liệu xốp),
tương tác, liên kết giữa chất hấp phụ và chất bị hấp phụ. Ví dụ các chất hấp phụ có độ
xốp lớn, kích cỡ mao quản nhỏ, diện tích bề mặt riêng lớn vẫn hấp phụ không hiệu quả
đối với các chất màu hữu cơ cồng kềnh. Chất phân cực dễ hấp phụ lên bề mặt phân
cực, chất không phân cực ưu tiên hấp phụ lên bề mặt không phân cực.
Hấp phụ là phương pháp có hiệu quả để loại bỏ chất ô nhiễm hữu cơ như dược
phẩm trong nước thải, đặc biệt là với nhiều loại dược phẩm khó phân hủy bằng phương
pháp sinh học như các loại thuốc kháng sinh. Ciprofloxacin là một trong những thuốc
kháng sinh thuộc nhóm fluoroquinolone được sử dụng rộng rãi để điều trị các triệu



16
chứng nhiễm trùng. Ciprofloxacin có thể được phát hiện ở nhiều nồng độ (0,2ppb-
30ppm) từ nhiều nguồn: nước thải bệnh viện, nước thải sản xuất dược phẩm, ngay cả
trong nước thải của nhà máy xử lý nước thải. Trong những năm gần đây, nhiều phương
pháp đã được nghiên cứu để loại bỏ ciprofloxacin như phương pháp sinh học, phương
pháp oxi hóa tăng cường, nhưng hiệu quả loại bỏ không cao. Patiparn Punyapalakul và
Thitikamon Sitthison [26] đã nghiên cứu khả năng loại bỏ ciprofloxacin và
carbamazepine bằng phương pháp hấp phụ trên silicat lỗ xốp trung bình. Khả năng hấp
phụ ciprofloxacin bị ảnh hưởng bởi môi trường pH do liên kết hiđro mạnh giữa
ciprofloxacin và chất hấp phụ.
Liang Liang Ji, Fengling Liu…[19] đã nghiên cứu tổng hợp cacbon lỗ xốp nhỏ
(microporous) và lỗ xốp trung bình (mesoporous) để hấp phụ ba loại thuốc kháng sinh:
sunfamethoxazole, tetracycline, tylosin. Kết quả cho thấy vật liệu tổng hợp được là
những chất hấp phụ thuốc kháng sinh rất hiệu quả.
Youssefi và Faust đã nghiên cứu hấp phụ clorofom, bromofom, bromo-diclo-
methan, dibromo-cloro-methane và cacbon tetraclorua trong dung dịch bằng than hoạt
tính Nuchar. pH của dung dịch được duy trì ở 7 với đệm photphate, thời gian tiếp xúc

với than hoạt tính là 24h. Kết quả cho thấy các tạp chất hữu cơ-halogen này bị hấp phụ
ở các tốc độ khác nhau. Clorofom bị hấp phụ 53.5% còn với bromofom là 81% trong 1
giờ đầu tiên. Sự hấp phụ tuân theo phương trình đẳng nhiệt Freundlich. Ishizaki và các
cộng sự đã nghiên cứ sự hấp phụ clorofom trong dung dịch với nồng độ từ 10 đến 200
µg/L lên 2 loại than hoạt tính Filtrasorb-200: trước và sau khi loại bỏ các nhóm
cacbon-oxy bề mặt bằng cách đun chân không ở 1000
0
C. Cả hai mẫu đều hấp thụ một
lượng đáng kể clorofom, nhưng mẫu được xử lí chân không thể hiện ái lực mạnh và
đặc tính lớn hơn mẫu nguyên gốc. Dữ liệu hấp phụ tuân theo phương trình
Langmuir.Tính toán từ phương trình Langmuir cho thấy mẫu sau xử lí chân không có
năng lượng hấp phụ lớn hơn từ 2 đến 10 lần mẫu không xử lí. Bởi vì việc xử lí chân
không than hoạt tính không làm thay đổi nhiều sự phân bố kích thước lỗ bề mặt của



17
than hoạt tính. Do đó sự thay đổi trong năng lượng hấp phụ chính là do sự có mặt của
nhóm cacbon-oxy bề mặt trong mẫu than hoạt tính không được xử lí chân không. Yếu
tố quan trọng trong việc hấp phụ các dẫn xuất halogen chính là tính kị nước của bề mặt
than hoạt tính [28].
Jaim và Snoeynik nghiên cứu việc loại bỏ phenol và một số anion của nó trong
dung dịch lên than hoạt tính Filtrasorb-400 và quan sát thấy các anion thể hiện ái lực
hấp phụ với than hoạt tính thấp hơn nhiều so với phân tử phenol trung hòa. Knadarov
và Verteshev nhận thấy rằng phenol được hấp phụ bởi than hoạt tính theo một cách bán
liên tục. Đặc tính hấp phụ của than hoạt tính phụ thuộc vào bản chất của cacbon, cách
chế tạo và các tạp chất có trong than. Mironova và các cộng sự đã loại bỏ được 80%
phenol có trong khí thải của quá trình cốc hóa bằng cách hấp phụ lên mẫu than cốc
được hoạt hóa ở nhiệt độ 800-850
0

C. Ngoài diện tích bề mặt và độ xốp của than hoạt
tính, hấp phụ các hợp chất phenol cũng bị ảnh hưởng bởi sự có mặt các nhóm cacbon-
oxy bề mặt và pH của dung dịch [18].
Dutta và các đồng nghiệp đã nghiên cứu sự hấp phụ của các cephalosporin bán
tổng hợp như axit 7-amino cephalosporanic (7ACA), cephalexin và cephadroxil [11].
Đặc tính hấp phụ phụ thuộc vào pH của dung dịch. 7ACA bị hấp phụ tương đối kém so
với cephalexin và cephadroxil. Dữ liệu hấp phụ cho cả 3 thuốc phù hợp với phương
trình hấp phụ Langmuir. Tốc độ hấp phụ cho thấy khuếch tán lớp ngoài chi phối hấp
phụ trong các bước đầu, khuếch tán hạt điều khiển hấp phụ các bước sau đó. Than hoạt
tính cũng được sử dụng để loại bỏ các độc tố từ máu, tiêu biểu là creatinin.
1.3. Ứng dụng của vật liệu aluminosilicat – zeolit, và than hoạt tính biến tính
trong xử lý nƣớc thải
1.3.1. Ứng dụng của zeolit trong xử lý nước thải
Aluminosilicat là hỗn hợp các loại oxit nhôm và silic với một lượng nước không
lớn lắm. Aluminosilicat có thể được tìm thấy trong tự nhiên hoặc tổng hợp. Có nhiều