LOẠI bỏ vật CHẤT hữu cơ tự NHÊN ( NOM) và THUỐC TRỪ sâu BẰNG CÁCH sử DỤNG kết hợp NHỰA TRAO đổi ION và CACBON HOẠT TÍNH (PAC)

LOẠI BỎ VẬT CHẤT HỮU CƠ TỰ NHÊN ( NOM) VÀ THUỐC TRỪ SÂU BẰNG
CÁCH SỬ DỤNG KẾT HỢP NHỰA TRAO ĐỔI ION VÀ CACBON HOẠT TÍNH
(PAC)
TÓM TẮT
Sự kết hợp của nhựa trao đổi anion (AERs) và cacbon hoạt tính (PAC) được nghiên
cứu để loại bỏ vật chất hữu cơ tự nhiên (NOM) và thuốc trừ sâu. Việc thí nghiệm đươc
tiến hành với những cacbon hữu cơ hòa tan mạnh trong nước mặt (DOC) (khoảng 6.0
mg DOC/L) cùng với atrazine và isoproturon. AERs, cũng như MIEX® và IRA938,
cho thấy 75% DOC được loại bỏ sau 30 phút tiếp xúc. Thêm PAC sau khi xử lý bằng
AERs thì DOC còn dư chỉ giảm nhẹ từ 1.4 đến 1.2 mg/L. Thí nghiệm tiến hành với
nồng độ thuốc trừ sâu ban đầu cao (200 µg/L) và thấp (1 µg/L) cho thấy sự kết hợp
đồng thời và liên tục của AER và PAC cải thiện đáng kể việc loai bỏ thuốc trừ sâu so
với chỉ xử lý bằng PAC trong nước thô. Sự cải thiện hấp phụ động học ngắn hạn đã
được giải thích bởi sự hấp thụ thuốc trừ sâu của AERs (khoảng 5%) và loại bỏ cấu trúc
cao phân tử (MW) NOM bởi AERs điều đó làm giảm hiện tượng tắc nghẽn lỗ rỗng.
Thời gian tiếp xúc 24h đối với PAC (hấp phụ đẳng nhiệt), lợi ích của xử lý AER thấp,
điều đó chỉ ra rằng DOC được xử lý bằng AER vẫn còn cạnh tranh thông qua cơ chế
cạnh tranh trực tiếp về vị trí hấp phụ. Nhựa MIEX
®
đã được dùng để xử lý riêng biệt
bởi vì xử lý đồng thời với PAC cho thấy không có lợi về hấp phụ thuốc trừ sâu. Sự có
mặt của lượng dư MIEX
®
cho thấy sự ngăn cản hấp phụ của PAC.
1. GIỚI THIỆU
Sản xuất nước uống từ nước mặt tự nhiên đòi hỏi việc sử dụng các công nghệ cung cấp
khả năng loại bỏ cả vật chất hữu cơ tự nhiên với tỷ lệ cao (NOM) và theo dõi các chất
ô nhiễm hữu cơ. Một số vấn đề chính trong xử lý nước uống có liên quan đến sự hiện
diện của chất hữu cơ hòa tan (DOM) trong nước, điều đó có thể làm tăng lượng chất
kết tủa, phát sinh nguy hại từ các sản phẩm khử trùng (DBP) và gây ra vấn đề tái phát
triển của vi khuẩn trong mạng lưới phân phối. Ngoài ra, NOM có thể làm giảm đáng

kể hiệu quả của cacbon hoạt tính do việc cạnh tranh với đối tượngt xử lý của PAC, do
đó làm giảm cả hai khả năng hấp phụ và hấp phụ động học.
Loại bỏ NOM kém có thể được quan sát thấy sau khi keo tụ / tạo bông đặc biệt là đối
với các nguồn nước chứa một tỷ lệ lớn các NOM có kích thước phân tử nhỏ (Bolto et
al 2002,;. Krasner và Amy, 1995; Lefebvre và Legube, 1993). Trong các phương án có
thể lựa chọn keo tụ/ tạo bông để loại bỏ NOM, một số nghiên cứu nhấn mạnh tiềm
năng lớn của nhựa trao đổi anion (AERs) vào cuối những năm 1970 (Snoeyink, 1979;
Anderson và Maier, 1979; Kunin and Suffet, 1980) và cho thấy AERs vượt trội hơn
cacbon hoạt tính (Boening et al., 1980;Weber và Van Vliet, 1981) và nhựa không chứa
ion (Anderson and Maier, 1979). Gần đây AERs nhận được sự quan tâm đáng kể trong
các ấn phẩm vì sự cải tiến mới của AER đó là nhựa MIEX (Nhựa trao đổi ion từ tính)
(Singer và Bilyk, 2002; Fearing et al., 2004; Johnson và Singer, 2004; Allpike et al.,
2005; Humbert et al., 2005). Quá trình MIEX là một quá trình xử lý nước tiên tiến dựa
trên nền tảng vững chắc AER, được sử dụng trong một quá trình liên tục và kết hợp
với quy trình tái sinh nhựa.
Đặc tính hoạt động của AERs để loại bỏ NOM bị ảnh hưởng bởi các đặc điểm bên
trong của các loại nhựa (dựa vào AER mạnh hay yếu), chất lượng nước (pH, mật độ
ion, độ cứng, vv) và tính chất của các hợp chất hữu cơ (trọng lượng phân tử (MW),
mật độ điện tích phân cực). Croue' et al. (1999) quan sát thấy rằng NOM có tính kỵ
nước mạnh hơn, MW của nó cao hơn và hiệu quả của AER loại bỏ carbon hữu cơ hòa
tan (DOC) là thấp hơn. Các kết luận tương tự được báo cáo trong một nghiên cứu gần
đây (Bolto et al., 2002), AERs đã được khảo sát tác dụng ưu tiên loại bỏ hợp chất nhỏ,
phân cực và tích điện cao.
Cacbon hoạt tính (PAC) được sử dụng rộng rãi để giảm nồng độ các chất hữu cơ vi
lượng trong nước uống như thuốc trừ sâu. Tuy nhiên, sự hiện diện của NOM có thể
gây ảnh hưởng xấu đến khả năng hấp phụ và hấp phụ động học các chất vi ô nhiễm
(micropollutants). Sự giảm hiệu suất một hoặc hai bậc của cường độ và giảm mạnh
trong tỷ lệ hấp phụ là thường xuyên xảy ra (Pelekani và Snoeyink, 1999).
Sự cạnh tranh hấp phụ giữa NOM và hợp chất vi hữu cơ (hợp chất hữu cơ dạng vết)
chủ yếu phụ thuộc vào các đặc tính của NOM, sự phân bố kích thước lỗ của cacbon

hoạt tính và các nồng độ tương đối của NOM và các hợp chất vi hữu cơ (Liet al.,
2003). Tùy thuộc vào những yếu tố này, hai cơ chế xảy cạnh tranh lớn xảy ra: sự cạnh
tranh trực tiếp đối với hấp phụ ở các vị trí hấp phụ và các lỗ rỗng bị tắc nghẽn
(Pelekani và Snoeyink, 1999).
Sự khác nhau về trọng lượng phân tử (MWs) của NOM cho thấy có sự khác nhau về
hiệu ứng cạnh tranh trong hấp phụ chất vi ô nhiễm (chất ô nhiễm dạng vết). NOM có
trọng lượng phân tử (MW) nhỏ thường được cho là có thể thực hiện sự cạnh tranh lớn
nhất (Kilduff và Weber, 1994; Newcombe et al, 1997; Matsui et al, 1998). Do đó, ái
lực của AERs đối với hợp chất hữu cơ có kích thước phân tử nhỏ có thể tạo ra một hứa
hẹn xử lý thay thế làm giảm cạnh tranh hấp phụ NOM trên carbon hoạt tính.
Mục đích đầu tiên của công việc này là kiểm tra hiệu quả xử lý của AERs trong việc
loại bỏ NOM trong nước mặt có hàm lượng DOC cao. Do đó sáu loại AERs đã được
nghiên cứu và so sánh với PAC.
Hiệu quả của sự kết hợp AER / PAC sau đó đã được đánh giá trong việc loại bỏ NOM
và thuốc trừ sâu. Trong giai đoạn đầu tiên của việc nghiên cứu này, nhựa MIEX
®
(theo
Orica) và nhựa DOWEX11
®
(theo Rohm và Haas) được kết hợp với PAC sử dụng cho
nước thô có nồng độ cao 200 µg / L (nồng độ ban đầu của thuốc trừ sâu cao). Sự kết
hợp được thực hiện hoặc là kết hợp lần lượt (nhựa trước PAC) hoặc kết hợp đồng thời.
Ảnh hưởng/tác động của việc xử lý hấp phụ của nhựa đối với thuốc trừ sâu trên than
hoạt tính được đánh giá dựa trên việc kiểm tra loại bỏ động học (thời gian tiếp xúc 30
phút đối với PAC) và kiểm tra hấp phụ đẳng nhiệt (thời gian tiếp xúc 24h đối với
PAC).
Trong giai đoạn thứ hai, nước thô đã có nồng độ là1 µg / L (nồng độ ban đầu của thuốc
trừ sâu thấp). Các loại nhựa được chọn được ưu tiên kiểm tra và sử dụng trước khi sử
dụng PAC. Tác động của việc xử lý PAC trước khi sử dụng nhựa đã được xác định
dựa trên hàng loạt các thí nghiệm động học (thời gian tiếp xúc 30 phút đối với PAC).

2. VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP
2.1. Vật liệu
Nước thô được thu thập ở các giai đoạn khác nhau của năm 2003 và 2004 từ nước Nhà
máy xử lý uống Villejean / Rennes (WTP) (Pháp). Nước của nhà máy WTP được cung
cấp từ hỗn hợp hai nguồn (nước đập và nước sông) có tỷ lệ tương đối khác nhau trong
năm. Chất lượng nước nước chảy đến được xem là tương đối ổn định trong suốt giai
đoạn nghiên cứu. Các đặc tính trung bình được thể hiện trong Bảng 1. Sau khi được
thu thập, tất cả các mẫu nước được bảo quản ở 4
0
C cho đến lúc sử dụng.
Atrazine và isoproturon được lựa chọn làm đối tượng chất vi ô nhiễm
(micropollutants) và đồng thời chúng được pha loãng trong nước thô để đạt được
nồng độ ban đầu là 200 hoặc 1 µg / L trước khi lọc GF / C. Sau khi pha loãng, mẫu
nước được lọc qua tất cả các bộ lọc GF / C (1,2 µm, Whatman) và nồng độ chính xác
của cả hai thuốc trừ sâu đã được kiểm tra bằng phương pháp phân tích sắc ký lỏng
hiệu năng cao (HPLC).
Mặc dù nghiên cứu này chủ yếu tập trung vào nghiên cứu đặc tính hoạt động của
MIEX
®
, hiệu quả của các chất hấp phụ khác (AERs và PAC). Đặc điểm chính của
chúng được trình bày trong bảng 2. Trước khi sử dụng chúng, các chất như IRA938
®
,
IRA958
®
, DOWEX11
®
và DOWEX MSA được làm lạnh lạnh và tái tạo lại như mô tả
ở các bài báo khác (Humbert et al., 2005). Nhựa MIEX
®

và AMBERSORB
®
không
yêu cầu phải có các bước đặc biệt trước khi sử dụng chúng. PAC được sử dụng trong
nghiên cứu này là PICAZINE HP
®
(diện tích bề mặt BET: 1500m
2
/ g, hấp thu atrazine
lớn nhất đạt150 mg / g, đường kính trung bình: 15-35 µm) thường được sử dụng để
loại bỏ thuốc trừ sâu đối với sản xuất nước uống. Đối với tất cả các chất hấp phụ, kiểm
tra sơ bộ đã được tiến hành trong nước Milli-Q để xác nhận sự rò rỉ là không đáng kể
của chất hấp thụ DOC ở UV 254 nm (UV
254
) từ các thiết bị gây ra.
UV
254
được đo bằng máy quang phổ UV-vis SAFAS DES (Hệ thống năng lượng kép)
190. DOC được phân tích bằng sử dụng máy phân tích Shimadzu TOC 5000A. Các
phân tích phát hiện UV bằng phương pháp sắc ký loại trừ kích cỡ áp suất cao
(HPSEC / UV) được thực hiện trên máy dò WATERS Protein-Pak diol (OH) cột 10
mm cùng với máy dò WATERS 996 để phát hiện UV 260 nm (tốc độ dòng chảy:
1ml / phút, dung dịch ngâm rửa: Na
2
HPO
4
0.02M, pH 6.8, ion mạnh: 0.1 M). Atrazine
và isoproturon được phân tích trực tiếp đối với các thí nghiệm được tiến hành ở nồng
độ cao (200 mg / L). Nồng độ thuốc trừ sâu đã được xác định bởi HPLC. Phân tích
HPLC được thực hiện ở 233 nm bằng máy dò WATERS UV- 486 hoặc sử dụng máy

phân giải WATERS hình cầu 5 µm cột C
18
(tốc độ dòng chảy: 0,7 ml / phút, dung dịch
ngâm rửa: nước / methanol (50/50)) hoặc thiết bị Kromasil 100 cột C
18
5 µm (tốc độ
dòng chảy: 1,3 ml / phút, dung dịch ngâm rửa: nước / methanol (40/60)). Giới hạn
định lượng của các quy trình phân tích HPLC cho cả hai loại thuốc trừ sâu là 5 µg / L.
Đối với thí nghiệm nồng độ thấp (1 mg / L), thuốc trừ sâu được phân tích sau tách
chiết pha rắn (SPE). SPE được thực hiện trên thiết bị lọc OASIS
®
HLB (3 cm
3
, 60 mg)
như đã mô tả ở các bài báo khác (Humbert et al., 2005).
2.2. Kiểm tra động học hấp phụ
Hàng loạt các thí nghiệm động học đã được thực hiện trên các mẫu nước thô được lọc
trước (GF / C) tăng dần từ 500 ml đến 1 L cùng với thuốc trừ sâu dưới điều kiện
khuấy từ liên tục (300 rpm). Từ 20- 40 mL dịch chất được lấy bằng ống bơm 50 ml tại
các thời gian tiếp xúc khác nhau. Tất cả các mẫu được lọc (0,7 µm, bộ lọc GF,
Minisart, Sartorius) và bảo quản ở 4
0
C trong chai 50 ml được đậy kính trước khi phân
tích (HPLC, DOC, UV
254
, HPSEC / UV).
Tiến hành thí nghiệm trên các mẫu nước thô tăng ở mức 200 µg / L đã được tiến hành
với 6 ml / L đối với MIEX® và 10 mL / L đối với DOWEX11®. Các thí nghiệm liều
lượng - đáp ứng sơ bộ cho thấy tác dụng bổ sung loại bỏ NOM không đáng kể khi thời
gian tiếp xúc lâu hơn 20 phút và liều lượng nhựa tương ứng với MIEX® và

DOWEX11® cao hơn 2 và 6 ml / L. Lượng PAC được nghiên cứu là 26 và 40 mg / L,
tương ứng với định lượng PAC thường dùng trong nước uống WTPs. Nhựa và PAC
được sử dụng riêng hoặc kết hợp cả hai cùng một lúc (PAC và AERs đưa vào trong
nước thô cùng một lúc và trộn trong 30 phút) hoặc liên tục. Trong trường hợp sau,
nhựa được bổ sung đầu tiên khi thời gian tiếp xúc khoảng 20 phút. Sau đó hạt nhựa
được loại bỏ khỏi dung dịch bằng bộ lọc GF / C và PAC được thêm vào trong khoảng
thời gian 30 phút.
Các thí nghiệm được thực hiện trên các mẫu nước thô có nồng độ 1 µg / L được thực
hiện với tất cả các loại nhựa được trình bày trong bảng 2 với vật liệu hấp phụ 8 ml / L.
Lượng PAC được chọn là 6 và 20 mg / L. Nhựa được sử dụng trước PAC trên 1 L (1,2
µm, GF / C, Whatman) mẫu nước đã được lọc trước bằng cách sử dụng cùng một quy
ước như đã mô tả ở trên với thời gian tiếp xúc 30 phút cho tất cả các loại nhựa và sau
đó là 30 phút tiếp xúc với PAC. Thêm dung dịch (100 ml) đã được đề cập ở trên, sau
30 phút tiếp xúc với nhựa và 30 phút tiếp xúc với PAC đối với SPE.
2.3. Thí nghiệm hấp phụ đẳng nhiệt
Hấp phụ đẳng nhiệt được xác định bằng phương pháp bottle-point, sử dụng chai thủy
tinh 1 L chứa 500 ml dung dịch và được đặt trên trống quay (trống hồi chuyển). Với
phương pháp này, mỗi điểm đẳng nhiệt thu được từ một loạt phản ứng pha trộn hoàn
toàn riêng biệt (CMBR).
Một lần nữa, các loại nhựa và PAC được sử dụng đồng thời hoặc liên tục. Lượng nhựa
áp dụng tương ứng cho MIEX® và DOWEXs là 6 và 10 mL / L. Lượng PAC dao
động từ 4 đến 40 mg / L. Trong phương pháp liên tục, thời gian tiếp xúc của nhựa là
20 phút tiếp theo là 24h tiếp xúc với PAC sau khi lọc GF / C. Trong phương pháp kết
hợp đồng thời, thời gian tiếp xúc được cố định là 24 h. Tất cả các mẫu được lọc qua bộ
lọc GF / C sau đó được giả định ở trạng thái cân bằng chậm và bảo quản trong chai
thủy tinh ở 4
0
C trước khi phân tích (HPLC, DOC, UV
254
, HPSEC / UV). Phương trình

Freundlich (Eq. (1)) đã được sử dụng để mô tả cân bằng hấp phụ:
Trong đó q
e
và C
e
là nồng độ cân bằng của chất hấp phụ tương ứng trong pha rắn và
lỏng, K
F
được xem như là một tham số hiệu năng (và đại diện cho sự hấp thu tương
ứng với một giá trị của C
e’
của từng đơn vị) và n là một tham số không thứ nguyên có
liên quan đến vị trí phân bố năng lượng.
3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN
3.1. Hiệu quả hấp thụ của AERs và PAC khi sử dụng riêng biệt
3.1.1. Loại bỏ NOM
Kết quả cho thấy rằng hàm lượng DOC và UV
254
hấp thụ giảm dần theo thời gian và
đạt giá trị nhỏ nhất sau khi tiếp xúc 30 phút với cả hai loại chất hấp phụ. Sự khác biệt
lớn trong việc loại bỏ NOM được nhận thấy giữa AREs và PAC ở nồng độ được sử
dụng.
AERs được phát hiện có khả năng loại bỏ DOC và UV
254
cao hơn so với PAC. Sau
thời gian tiếp xúc 30 phút, hàm lượng DOC đã giảm hơn 75% cho cả hai MIEX® và
IRA938s, trong khi chỉ giảm 12% đối với PAC. Loại bỏ UV cao hơn 12% so với việc
loại bỏ DOC của AREs, trong khi đó điều này tương tự với việc loại bỏ DOC đối với
PAC.
Hấp thụ UV 254 nm ( nghĩa là SUVA tương ứng với tỷ lệ DOC UV254 L/mgm)

thường được sử dụng như là một tham số để thay thế cho hàm lượng chất thơm NOM.
Hàm lượng cả hai chất AERs và SUVA giảm theo thời gian cho thấy sự loại bỏ ưu tiên
của các kiểu phân tử chất thơm. Nó giảm từ 2,35 xuống 1,05 và tiếp tục giảm 0,75
L/mgm sau 30 phút tiếp xúc tương ứng với MIEX
®
và IRA938
®
. Hàm lượng SUVA đã
không giảm khi được quan sát trong suốt 30 phút đầu tiên tiếp xúc với PAC.
Phân tích HPSEC/UV khẳng định rằng chỉ có một số lượng nhỏ phân tử UV hấp phụ
lên PAC ( hình 2). PAC loại bỏ không đáng kể được quan sát trên tổng thời gian lưu
(9.5 đến 12.5 phút) liên quan đến MW dao động từ 200 – 4.500 Da. Ngược lại, cả hai
chất hữu cơ có MW cao và thấp có sự giảm nhẹ UV thu được sau khi hấp thụ bằng
ARE. Chỉ có một phần nhỏ nhất MW UV NOM ( 200 – 400 Da) kháng lại việc xử lý
bằng nhựa.
Để nghiên cứu rõ hơn về hiệu quả trao đổi anion loại bỏ NOM từ nước thô Villejean,
một số AERs khác nhau về kiểu cấu trúc hoặc kích thước được thử nghiệm bổ sung
vào MIEX và IRA938. Hình 3 trình bày sự loại bỏ phần trăm DOC và SUVA tại 3, 30
và 120 phút tiếp xúc nước thô Villejean thu được ở các giai đoạn khác nhau và xử lý
của tất cả các loại nhựa được trình bày trong Bảng 2. Tất cả các loại nhựa được sử
dụng ở nồng độ 8ml/l. Hiệu quả PAC đạt được ở liều lượng thông thường được áp
dụng cho việc loại bỏ chất ô nhiễm WTP trong đồ uống ( 26 và 40 mg/L) cũng được
mô tả để so sánh.
Những thảo luận ở các bài báo khác ( Humbert và cộng sự , 2005), hai nhóm AREs có
thể được phân biệt : Nhóm đầu tiên, MIEX và IRA938, tạo thuận lợi về động học và
nhóm thứ hai, DOWEX11, MSA và IRA958 có tác dụng loại bỏ vượt bậc hơn theo
thời gian. Tuy nhiên, tất cả AREs cho thấy hiệu quả giảm tương đương 75% DOC sau
thời điểm cân bằng ( 15 phút đến hơn 1 giờ tùy thuộc vào hàm lượng AREs). Trong
khi đó, PAC cho thấy hiệu quả thấp hơn. Các thí nghiệm cho thấy rằng hiệu quả ít hơn
28% DOC thu được sau thời điểm cân bằng ( khoảng 2 giờ) cho các liều lượng khác

nhau từ 20 đến 40 mg/L.
Tất cả AERs được xác định để giảm thiểu nhanh chất SUVA ( lớn hơn 60%), trong khi
chỉ giảm chậm và thấp khi sử dụng PAC
Nhựa AMBERSORB chứa cacbon hình cầu được hình thành bởi sự nhiệt phân
sulfonated styrene- divinylbenzene nhựa macroreticular. Hệ quả là loại nhựa này khác
với nhựa AREs truyền thống và giống than hoạt tính hơn. Với điều kiện của chúng tôi,
nhựa AMBERSORB cho thấy hiệu quả tương tự khi quan sát nhựa MSA hay IRA958
( loại bỏ động học thấp hơn một chút). Tuy nhiên, ngạc nhiên khác khi SUVA chỉ
giảm 20% sau 2h khi tiếp xúc với than hoạt tính, trong khi AER giảm hơn 60%. Một
phần là AERs có tính đồng nhất hơn đối với DOC ( về mặt chất thơm) so với than hoạt
tính.
3.1.2 Loại bỏ thuốc bảo vệ thực vật
Nồng độ thuốc bảo vệ thực vật ban đầu cao : Hình 4, minh họa việc loại bỏ động học
của chất atrazine ( hình 4a) và chất isoproturon ( hình 4b) cho nước thô Villejean tăng
vọt tại 200mg/L khi xử lý bằng nhựa MIEX và DOWEX11 (8mg/L) và PICAZINE
HP PAC ( 40mg/L)
Đúng như dự tính, loại bỏ thuốc trừ sâu bằng PAC hiệu quả đáng kể so với khi sử
dụng AER. Nồng độ của cả hai loại thuốc trừ sâu đã giảm hơn 65% sau 30 phút tiếp
xúc với 40 mg/L PAC và nồng độ giảm từ 200mg/L ban đầu xuống 65 mg/L chất
atrazine và 35 mg/L cho chất isoproturon. Chỉ có 5% và 10% được loại bỏ khi sử
dụng MIEX và DOWEX11 trong cùng thời gian tiếp xúc.
Sau 24h thời gian tiếp xúc ( cân bằng ) hiệu quả loại bỏ thuốc bảo vệ thực vật khi sử
dụng PAC là 85% và 95% tương ứng cho chất atrazine và isoproturon. Cả hai loại
thuốc bảo vệ thực vật tương tự được hấp thụ vào ARE là 12% và sau 24h là 25% khi
cho tiếp xúc với MIEX và DOWEX11.
Việc so sánh hiệu quả PAC trong nước thô MilliQ chỉ ra tác động của NOM về sự hấp
thụ các hợp chất hữu cơ vi lượng bằng than hoạt tính. Sau một thời gian tiếp xúc 30
phút trong nước MilliQ, tỉ lệ hấp thụ chất atrazine và isoproturon là 82% và 90%,
trong khi đó tỉ lệ đó là 68% và 83% trong nước thô.
Nồng độ thấp ban đầu của thuốc bảo vệ thực vật: giai đoạn thứ hai nghiên cứu,

Villejean đã tăng vọt trong nước thô với nồng ở các chất atrazine và isoproturon ở
1mg/L. Thí nghiệm hấp thụ động học được thực hiện khi sử dụng PAC trong AER khi
xử lí nước bằng cách sử dụng sáu loại nhựa nêu trong Bảng 2.
Phần trăm loại bỏ chất atrazine và isoproturon trong nước thô Villejean ( tháng 9,
tháng 11 năm 2003 và tháng 11 năm 2004 tăng vọt nồng độ ở 1mg/L) được xử lý bằng
MIEX, IRA938, IRA958, DOWER11, nhựa MSA và AMBERSORB (8mg/L) và
PICAZINE HPs PAC (20mg/L) sau 30 phút tiếp xúc được trình bày trong hình 5.
Như đã được trình bày ở trên, MIEX và DOWEX11 ở nồng độ cao hơn thuốc bảo vệ
thực vật, AER hấp thụ với lượng nhỏ cả hai chất atrazine và isoproturon ở C0 =
1microgam/l. Do đó hiệu quả giảm thiểu thuốc bảo vệ thực vật thấp hơn 8% khi được
quan sát với hai chất AER polyacrylic, MIXEXS và IRA958. Sự hấp thụ AER
polystyrenic lên DOWEX11 và MSA cao hơn một chút so với acrylic. Chất Atrazine
đã giảm 12% DOWEX và 10% MSA, và isoproturon đã giảm 13,5% và 11% tương
ứng. Một kết quả nghiên cứu, các loại nhựa chứa thành phần chính là styrene được kỳ
vọng biểu hiện ái lực mạnh mẽ hơn với các gốc thơm so với arylic ( Gustafson và
Lirio, 1968). IRA938 đã được tìm thấy để phát huy hiệu quả hấp thụ cao hơn chất
atrazine ( 35%) và isoproturon (37%). Styrenic AER được mô tả như một loại nhựa
cao xốp ( hình 3) (Anderson và Maier, 1979 Kunin, 1979) mà hiệu quả loại bỏ thuốc
bảo vệ thực vật và SUVA cao hơn ( hình 5)
Nhựa AMBERSORB chứa cacbon rất hiệu quả thậm chí còn tốt hơn so với PAC đối
với liệu lượng nghiên cứu. Atrazine và isoproturon đã giảm 84% và 88% tương ứng
sau một thời gian tiếp xúc là 30 phút, trong khi đó 55% và 54% đã được loại bỏ khi sử
dụng PAC.
3.2. Kết hợp AER và PAC trong xử lý
3.2.1 Loại bỏ NOM
Sử dụng PAC trong 30 phút trên nước đã xử lý AER, thấy rằng PAC có thể loại bỏ
một phần nhỏ NOM đó là các NOM không xử lí được bằng nhựa ( hình 1). Cả hai kĩ
thuật bổ sung được đề cập trong tài liệu ( Koechling và cộng sự, 1997). Vì vậy, hàm
lượng DOC dư trong nước được xử lí MIEX và IRA938 đã giảm từ 1,4-1,2 mg/L sau
khi được xử lí thêm bằng PAC (hình 1)

Kết quả nghiên cứu thí nghiệm sử dụng duy nhất PAC hay kết hợp với AER được, cho
thấy NOM bị loại bỏ ít. Khi PAC được sử dụng trong nước thô trong 30 phút hoặc
hơn, các thí nghiệm cho thấy rằng hàm hượng DOC ( 5,5 – 6,0 mg/L) giảm ít hơn
1,5mg/l ( nhỏ hơn 30%) cho các liều lượng dao động từ 20 đến 40 mg/l. Khi PAC
được sử dụng cho nước đã qua xử lí AER trong cùng một liệu lượng, hàm lượng DOC
còn dư thấp(1,8-1,2 mg/l phụ thuộc vào AER và giai đoạn chọn mẫu) đã giảm ít hơn
0,5 mg/l.
3.2.2 Loại bỏ thuốc BVTV
Nồng độ ban đầu thuốc BVTV ( 200mg/l) : Hình 6 mô tả loại bỏ động học của chất
atrazine trong nước thô Villejean ( tháng 4 năm 2003 ) được xử lý khi sử dụng chỉ
PAC hoặc kết hợp với DOWEX11 (hình 6a) hoặc MIEX ( hình 6b). Hai liều lượng
PAC đã được sử dụng ( 26 hoặc 40 mg/l)
Hiệu quả loại bỏ được tính toán dựa trên nồng độ ban đâu thuốc BVTV trong nước thô
trước khi xử lí. Vì vậy, hấp thụ xảy ra thấp khi xử lí AER ( Khoảng 5% đối với MIEX
và 10% đối với DOWEX11) đã được đưa vào phép tính trên đồ thị tại t = 0 đối với
phương pháp xử lí liên tục ( PAC sau AER). Kết qủa quan sát tương tự cho
isoproturon.
Hình 6 cho thấy rằng việc kết hợp AER và PAC có thể cải thiện đáng kể tốc độ hấp
thụ thuốc BVTV sau 30 phút tiếp xúc. Một số khác biệt có thể được nhận thấy tùy vào
loại nhựa.
Kết hợp đồng thời và liên tiếp của PAC và DOWEX11® cải thiện đáng kể sự hấp thụ
thuốc BVTV. Sau 30 phút tiếp xúc, hiệu quả loại bỏ chất atrazine cao hơn so với khi
chỉ sử dụng PAC là 10%. Hiệu quả thậm chí còn tốt hơn khi PAC được sử dụng sau
khi xử lý bằng nhựa; việc loại bỏ được tăng thêm 20%. Nồng độ thuốc BVTV còn lại
là gần như tương tự với nồng độ thu được từ các thí nghiệm khi tiến hành với PAC
trong nước MilliQ. Kết quả như vậy không chỉ cho thấy sự hấp thụ của thuốc BVTV
vào nhựa (khoảng 10% trong 10 mL / L DOWEX11) mà còn làm giảm cạnh tranh giữa
NOM và các hợp chất hữu cơ dạng vết nhờ vào xử lí bằng nhựa.
Loại bỏ thuốc BVTV tăng xấp xỉ 20% khi xử lý bằng MIEX® trước khi xử lý bằng
PAC (PAC đã được thêm vào sau khi lọc 1.2 µm). Ngược lại, sử dụng MIEX® kết hợp

đồng thời với PAC, cho thấy hiệu quả thấp hơn so với chỉ sử dụng PAC trong nước
thô. Có một sự cải thiện nhỏ , khoảng 5% lượng thuốc BVTV được tìm thấy trong chất
hấp thụ MIEX s (6 mL / L) sau 30 phút tiếp xúc. Thêm một thí nghiệm (không trình
bày) đã chứng minh rằng trong phương pháp liên tục, việc lọc 1.2 µm sau khi xử lý
bằng AER là một bước cốt yếu.Trường hợp không thực hiện lọc 1.2 µm thì kết quả thu
được từ phương pháp liên tục, giống như phương pháp đồng thời, sự giảm hấp thụ
thuốc BVTV có thể so sánh với khi chỉ sử dụng PAC. Khám phá này được chứng thực
trên nước thô và nước MilliQ. Giả thiết rằng các hạt vụng của MIEX® có thể được tạo
ra bởi những hiện tượng hao mòn và do đó ảnh hưởng đến sự hấp thụ thuốc BVTV lên
PAC.
Hình 7 so sánh đường đẳng nhiệt trong 24h hấp thụ của chất atraczine khi sử dụng
PAC hoặc kết hợp với DOWEX ( hình 7a) hoặc MIEX (hình 7b) trong nước thô
Villejean ( tháng 4 năm 2003) . Kết quả quan sát tương tự cho isoproturon.
Sự lệch khỏi mô hình Freundlich đáng lẻ ra phải được chú ý đầu tiên trong biểu đồ thu
được từ lượng PAC thấp nhất đối với thí nghiệm kết hợp đồng thời . Như vậy mô hình
này không thích hợp để mô tả kết quả hấp thụ từ 2 chất hấp phụ trong dung dịch nước.
Ngay cả khi thêm chất hấp thụ thuốc BVTV bằng AER thì hiệu quả vẫn thấp so với
PAC, lượng PAC càng nhỏ thì càng có thể bỏ qua chất hấp thụ bằng nhựa.
Bảng 3. Cung cấp các thông số đường đẳng nhiệt Frenudlich của chất atrazine và
isoproturon khi sử dụng PAC trong nước, MiliQ, nước thô…
Nước được xử lý bằng MIEX và DOWEX11. Số mũ Freundlich, n, tương ứng với độ
dốc đường đẳng nhiệt. Như trình bày trong bảng 3 và Hình. 7, các đường dốc của hấp
thụ đẳng nhiệt thu được trong nước thô và nước được xử lí bằng AER cũng tương tự
như các đường dốc đã xác định với nước MilliQ. Phát hiện này cho thấy không có sự
thay đổi trong việc phân bố năng lượng tại vị trí hấp thụ và như vậy nó biểu thị sự tắc
nghẽn lỗ rỗng (Pelekani và Snoeyink, 1999). Các phân tử NOM không đi vào các vi lỗ
sơ cấp, nhanh chóng cản trở các lỗ do sự khuếch tán bề mặt và ức chế sự tiếp cận của
các phân tử nhỏ (tức là atrazine vàisoproturon) đến các lỗ rỗng li ti.
Sử dụng AER trước PAC, hoặc MIEX hoặc DOWEX11, đã phát hiện được một cải
thiện nhỏ về khả năng hấp phụ PAC (đối với cả hai loại thuốc trừ sâu) như được phản

ánh bởi sự gia tăng của tham số Freundlich K
F
(Bảng 3). Tuy nhiên, khả năng hấp phụ
của PAC thu được với hình thức thí nghiệm này (tức là xử lí tiếp tục trong nước thô)
vẫn thấp hơn đáng kể s với khả năng hấ thụ được xác định trong MilliQ. Ngược lại,
các thí nghiệm ngắn hạn cho thấy hấp phụ động học tương tự cho cả hai điều kiện thí
nghiệm. Việc loại bỏ các cấu trúc cao phân tử NOM bởi AER làm giảm hiện tượng tắc
nghẽn lỗ rỗng và do đó hấp phụ động học ngắn hạn cải thiện. Nhưng, một phần NOM
kháng lại sự hấp phụ của AER (thành phần nhỏ MW NOM) vẫn can trở thông qua các
cơ chế cạnh tranh trực tiếp về vị trí. Như một hệ quả, sự cải thiện khả năng hấp phụ
bằng cách kết hợp AERs và PAC không cao như mong đợi từ hấp phụ động học ngắn
hạn. Như đã thảo luận bởi Li et al. (2003), nguồn gốc của NOM ảnh hưởng đến hấp
phụ động học thông qua sự tắc nghẽn lỗ rỗng trong khi cấu trúc NOM nhỏ, có thể làm
giảm khả ngăn hấp thụ hợp chất vi lượng bởi sự cạnh tranh trực tiếp tại các vị trí.
Ngoại trừ các lượng PAC thấp hơn, các đồ thị đẳng nhiệt giả sử của atrazine và
isoproturon khi sử dụng PAC và DOWEX11 đồng thời cũng giống như những kết hợp
liên tục (Hình. 7). Mặc dù có một sự gia tăng nhỏ về khả năng hấp phụ, độ dốc của
đường đẳng nhiệt giả sử sử dụng kết hợp đồng thời PAC và MIEX thấp hơn so với tất
cả các đường đẳng nhiệt khác. Điều này phản ánh những thay đổi trong các vị trí
không đồng nhất, điều này phù hợp với kết quả của hấp phụ động học. Một lần nữa,
một giải thích có thể là tốt khi lượng dư tạo ra bởi sự mài mòn làm giảm khả năng tiếp
cận của atrazine và isoproturon đến các vị trí hấp phụ (lỗ rỗng lớn bị tắc nghẽn, cạnh
tranh trực tiếp tại các vị trí). Điều này cũng có thể là do cấu trúc / bản chất của chất
hấp thụ NOM thay đổi khi có sự hiện diện của dư lượng oxit sắt, ảnh hưởng đến phân
bố của các vị trí có năng lượng cao đối với hấp phụ atrazine và isoproturon.
Nồng độ ban đầu của thuốc trừ sâu thấp (1µg / L): Hình. 8 cho thấy lượng atrazine và
isoproturon được hấp phụ khác nhau trên các chất hấp thụ đối với nước thô Villejean
(mẫu tháng 1 năm 2004 ở 1 µg / L) được xử lý trong 30 phút với chỉ sử dụng PAC (20
µg / L) hoặc kết hợp với MIEX IRA958, IRA938hoặc AMBERSORB (8 mL / L).
Một lần nữa, sử dụng AER trước PAC làm tăng đáng kể việc loại bỏ thuốc trừ sâu.

Atrazine và isoproturon đã giảm tương ứng ở mức 0,54 và 0,53 µg / L, sau 30 phút
tiếp xúc với PAC, trong khi đó Atrazine và isoproturon được loại bỏ tương ứng là 0,70
và 0,67 µg / L với sự kết hợp của PAC / MIEX trong thời gian tiếp xúc tương tự.
Tương tự như vậy, Atrazine và isoproturon được loại bỏ tương ứng là 0,70 và 0,71
µg/L với sự kết hợp của PAC / IRA958. Hiệu suất loại bỏ thu được với cả hai sự kết
hợp, PAC / MIEX hoặc PAC / IRA958 khoảng 20% cao hơn hiệu suất thu được đối
với PAC. Như thể hiện trong hình. 8, ngoài sự hấp thụ thấp của thuốc trừ sâu vào
nhựa, thuốc trừ sâu được hấp thu vào PAC cao hơn trong nước đã xử lí MIEX và
IRA958 so với trong nước thô, điều này giải thích tính hiệu quả cao của sự kết hợp
PAC / nhựa so với chỉ sử dụng PAC.
Đối với các loại nhựa AMBERSORB và AER IRA938, giảm từ 90% đến 100% của cả
hai loại thuốc trừ sâu đã được thu được bằng sự kết hợp với PAC. Đặc tính hoạt động
như vậy được giải thích bởi sự hấp phụ đáng kể thuốc trừ sâu vào cả hai loại nhựa.
4. Kết luận
Tất cả các thí nghiệm AERs đã loại bỏ hơn 75% DOC với lượng nhựa là 8ml/l và sau
thời gian cân bằng giả sử (15 phút đến hơn 1h tùy thuộc vào loại nhựa). Việc loại bỏ
DOC ít hơn 28% đối với lượng PAC (PICAZINE HP) dao động từ 20 đến 40 mg /L và
đối với thời gian cân bằng giả sử khoảng 2h.Việc sử dụng PAC trên nước đã xử lý
AER cho phép cải thiện một phần nhỏ việc loại bỏ DOC, DOC còn dư giảm từ 1,4
xuống 1,2 mg /L. Lợi ích chính của sự kết hợp AER và PAC là mang lại kết quả hấp
thu thuốc trừ sâu cao hơn đã được giải thích bởi:
Sự hấp phụ của thuốc trừ sâu (atrazine và isoproturon) trên AERs. Đối với cùng một
lượng nhựa là 8 ml/l, sự hấp phụ thuốc trừ sâu thay đổi từ 5% đối với polyacrylic
AERs lên đến 35% đối với IRA938s nhựa styrenic và nhựa có độ xốp cao.
Việc giảm sự cạnh tranh sự hấp thụ giữa NOM và thuốc trừ sâu. Khi PAC được sử
dụng sau khi xử lý AER, sự hấp thu cả hai loại thuốc trừ sâu trong thời gian tiếp xúc là
30 phút gần như tương tự như sự hấp thu đươc quan sát trong nước MilliQ.
Việc cải thiện sự hấp thu thuốc trừ sâu với thời gian tiếp xúc ngắn được giải thích bởi
sự giảm tắc nghẽn lỗ rỗng do loại bỏ MW NOM cao của AER. Tuy nhiên, mức MW
NOM thấp phản ánh xử lí AER vẫn có thể cạnh tranh hấp phụ với các loại thuốc trừ

sâu trong thới gian tiếp xúc là 24h (hấp phụ đẳng nhiệt) có thể thông qua cạnh tranh
trực tiếp vị trí.
Các phương pháp xử lí AER và PAC bổ sung cho việc loại bỏ cả NOM và thuốc trừ
sâu, nhưng những khám phá này cần phải được hợp thức hóa vào quy mô nhà máy để
xử lý toàn diện.