NGHIÊN CỨU CỐ ĐỊNH CÁC HỢP CHẤT CỦA Fe TRÊN BIOCHAR ĐỂ XỬ LÝ As TRONG NƯỚC NGẦM

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN

NGHIÊN CỨU CỐ ĐỊNH CÁC HỢP CHẤT CỦA Fe TRÊN
BIOCHAR ĐỂ XỬ LÝ As TRONG NƯỚC NGẦM

LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC

Hà Nội - 2019


ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN

NGHIÊN CỨU CỐ ĐỊNH CÁC HỢP CHẤT CỦA Fe TRÊN
BIOCHAR ĐỂ XỬ LÝ As TRONG NƯỚC NGẦM

Chuyên ngành: Hóa môi trường
Mã số: 8440112.05

LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC

NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC:

TS Phạm Thanh Đồng
PGS. TS Đỗ Quang Trung

Hà Nội - 2019


LỜI CẢM ƠN

Với lòng biết ơn sâu sắc, em xin cảm ơn TS Phạm Thanh Đồng, PGS. TS Đỗ
Quang Trung đã giao đề tài và tận tình hướng dẫn, tạo mọi điều kiện tốt nhất trong
suốt quá trình nghiên cứu và hoàn thành luận văn này.
Em xin chân thành cảm ơn toàn thể các thầy cô trong Khoa Hóa học, Trường
Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại học Quốc gia Hà Nội đã nhiệt tình giảng dạy,
truyền đạt cho em những kiến thức quý báu trong suốt thời gian qua, góp phần cho
bản thân em hoàn thành luận văn này được tốt hơn.
Em xin gửi lời cảm ơn tới các thầy cô, các anh chị và các bạn trong Phòng
thí nghiệm Hóa Môi trường, Khoa Hóa học, Trường Đại học Khoa học Tự nhiên đã
giúp đỡ em trong suốt quá trình nghiên cứu và học tập tại đây.
Cuối cùng em xin cảm ơn nhóm đề tài QG.19.19, gia đình và người thân đã tạo
mọi điều kiện tốt nhất về vật chất cũng như tinh thần cho em hoàn thành tốt luận văn này.
Tôi xin chân thành cảm ơn!
Hà Nội, ngày

tháng

2019
Học viên

3

năm


MỤC LỤC

4

DANH MỤC HÌNH

DANH MỤC BẢNG

5


MỞ ĐẦU
Ô nhiễm nguồn nước đang là vấn đề nóng bỏng và là một trong những mối
quan tâm hàng đầu trên thế giới hiện nay. Các nguồn nước bị ô nhiễm bởi các tạp
chất với thành phần và mức độ khác nhau tùy thuộc vào điều kiện địa lý, địa hình,
đặc thù sản xuất, sinh hoạt của từng vùng... Tại Việt Nam, nhiều vùng núi và các
vùng nông thôn, nước ngầm được sử dụng làm nguồn nước sinh hoạt chính vì đây là
những khu vực có điều kiện kinh tế thấp, hệ thống cung cấp nước sạch chưa phát
triển và phải dùng nước giếng khoan là chủ yếu [6]. Tuy nhiên, sự có mặt của asen
trong nước ngầm tại nhiều khu vực, đã và đang gây ra rất nhiều nguy cơ cho sức
khỏe của con người. Nhiều nghiên cứu cho thấy nồng độ asen tại các khu vực khảo
sát cao gấp nhiều lần so với nồng độ asen cho phép theo Quy chuẩn kỹ thuật quốc
gia về chất lượng nước sinh hoạt do Bộ Y Tế ban hành năm 2009 là 10 µg/L
(QCVN02:2009/BYT), và Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về chất lượng nước ngầm
do Bộ Tài nguyên và môi trường ban hành năm 2008 là 50 µg/L. Do vậy việc xử lý
nguồn nước bị ô nhiễm asen này là rất cấp thiết và quan trọng.
Hiện nay ở Việt Nam và trên thế giới đã và đang áp dụng rất nhiều phương
pháp xử lý asen khác nhau như: trao đổi ion, oxi hóa/kết tủa, keo tụ kết hợp với
lắng, hấp phụ bằng các loại vật liệu khác nhau như oxit mangan, chitosan, đá ong
biến tính, nhôm hoạt hóa, cát mang sắt, nhựa trao đổi ion [1]… Tuy nhiên phương
pháp hấp phụ được sử dụng nhiều do có tính kinh tế và hiệu quả xử lý cao.
Việt Nam là một nước có truyền thống nông nghiệp lâu đời, là chỗ dựa vững
chắc cho nền kinh tế đất nước cũng như đảm bảo an ninh lương thực. Nhưng đi
cùng với hàng trăm triệu tấn nông sản là một lượng lớn phụ phẩm nông nghiệp phát

sinh hàng năm như rơm rạ, vỏ trấu, bã mía … Với khối lượng phụ phẩm nông
nghiệp rất lớn như vậy mà không có cách xử lý phù hợp sẽ gây ô nhiễm môi trường
và là một sự lãng phí lớn. Trong những năm gần đây, việc sản xuất và sử dụng than
sinh học (biochar) từ phụ phẩm nông nghiệp vào các mục đích khác nhau như cải
tạo đất trồng, phân bón và đặc biệt là ứng dụng làm vật liệu hấp phụ xử lý các chất
ô nhiễm môi trường đã thu hút được nhiều sự quan tâm. Tuy nhiên, do diện tích bề

6


mặt còn thấp cũng như thiếu hụt của các nhóm chức mà khả năng xử lý của vật liệu
than sinh học (biocchar) còn thấp hơn so với các loại vật liệu hấp phụ thông thường
như than hoạt tính. Do vậy, đã có nhiều nghiên cứu trong nước và trên thế giới biến
tính than sinh học (biochar) nhằm nâng cao khả năng xử lý ô nhiễm môi trường.
Một số nghiên cứu ở Việt Nam đã chỉ ra rằng khả năng hấp phụ asen từ các
vật liệu có chứa sắt đem lại hiệu quả tương đối cao. Loại bỏ asen bằng các vật liệu
mang sắt đã được nghiên cứu theo nhiều cơ chế khác nhau như trao đổi ion, hấp phụ
trên bề mặt của nhóm hydroxit hoặc đồng kết tủa đều cho kết quả xử lý tốt [6]. Hiện
nay, các hạt nano sắt, ngoài các ứng dụng trong y sinh học như làm giá mang dẫn
truyền thuốc, làm tác nhân tương phản ảnh cộng hưởng từ..., còn được biết đến như
là vật liệu hấp phụ mới để làm sạch môi trường với các hợp chất hữu cơ chứa clo,
kim loại nặng và các chất vô cơ khác.
Vì vậy, để tận dụng lượng phụ phẩm nông nghiệp dồi dào tại Việt Nam cũng
như tăng cường khả năng xử lý asen trong nước ngầm, chúng tôi đã tiến hành thực
hiện luận văn với tiêu đề: “Nghiên cứu cố định các hợp chất của Fe trên biochar
để xử lý As trong nước ngầm”
Mục tiêu của đề tài
 Nghiên cứu tổng hợp được vật liệu hấp phụ trên cơ sở biến tính biochar chế

tạo từ phụ phẩm nông nghiệp là vỏ trấu bằng nano sắt.

 Khảo sát khả năng ứng dụng vật liệu biochar biến tính vào xử lý nước ngầm
bị nhiễm asen.
Nội dung nghiên cứu
 Chế tạo vật liệu biochar từ phụ phẩm nông nghiệp (vỏ trấu), vật liệu biochar

biến tính bởi sắt và nano sắt.
 Phân tích đặc trưng cấu trúc và tính chất vật liệu thông qua các phương pháp:
Kính hiển vi điện tử quét (SEM), phổ hồng ngoại (IR), phổ hấp phụ và giải
hấp phụ N2 (BET), phổ tán xạ năng lượng tia X (EDX).
 Đánh giá ảnh hưởng của pH, thời gian, nồng độ ban đầu đến quá trình hấp
phụ asen của vật liệu biochar và biochar biến tính. So sánh khả năng hấp phụ

7


asen của vật liệu biocchar và biochar biến tính khi nghiên cứu quá trình hấp
phụ tĩnh.
 Khảo sát các yếu tố ảnh hưởng đến khả năng hấp phụ asen của vật liệu:
Thời gian, pH, nồng độ asen ban đầu.
 Kháo sát cân bằng hấp phụ theo mô hình hấp phụ đẳng nhiệt Langmuir và
Freundlich.
 Khảo sát mô hình động học hấp phụ của vật liệu.
Luận văn được thực hiện bằng phương pháp thực nghiệm tại Trung tâm Ứng
dụng và Phát triển Khoa học Phân tích, Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại
học Quốc gia Hà Nội.

8


CHƯƠNG I: TỔNG QUAN VỀ CÁC VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU

1.1.Tổng quan về asen
1.1.1. Giới thiệu về asen
Asen (As) hay còn gọi là thạch tín là một bán kim loại màu sáng trắng, mùi
tỏi, có số nguyên tử là 33, nguyên tử khối là 74,92, tỉ trọng 5,7 và thăng hoa ở
613oC, thuộc chu kỳ 4 phân nhóm phụ nhóm V trong bảng hệ thống tuần hoàn. Asen
có hai dạng thù hình cơ bản, dạng kim loại và dạng không kim loại. Dạng không
kim loại của asen được hình thành khi làm ngưng tụ hơi của nó, khi đó asen có màu
vàng, còn dạng kim loại của asen có màu trắng bạc [20].
Trong tự nhiên người ta thường tìm thấy asen dưới dạng các hợp chất với
một hay một số nguyên tố khác như oxi, clo và lưu huỳnh. Một số hợp chất của asen
thường gặp trong tự nhiên là: As2O3, As2O4, As2O5, trong các quặng sunfua như
reanga As2S3, oripimen As2S4, As2S5. Asen trong tự nhiên có thể tồn tại trong môi
trường đất, nước, không khí, sinh học… và có liên quan chặt chẽ tới các quá trình
địa hóa, sinh địa hóa.
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 hai
dạng hợp chất vô cơ là asenat [As (V)] và asenit [As (III)]. As (V) là dạng tồn tại
chủ yếu của asen trong nước mặt và asen (III) là dạng tồn tại chủ yếu của asen trong
nước ngầm. Dạng As (V) hay các asenat bao gồm AsO 43-, HAsO42-, H2AsO4-; còn
dạng As (III) hay các asenit bao gồm H3AsO3, H2AsO3-, HasO3- và AsO3-. Asen có
thể tồn tại ở trong nhiều dạng hợp chất hữu cơ như: axit monometyl asonic (MMA),
axit dimetyl asonic (DMA), axit trimetyl asonic (TMA). Các dạng tồn tại của asen
trong nước phụ thuộc chủ yếu vào pH và thế oxi hóa khử Eh của môi trường [1].
Hợp chất thương phẩm quan trọng nhất của asen là As 2O3, đây là sản phẩm
phụ được sinh ra trong quá trình nấu chảy các quặng đồng hay chì. Có khoảng trên
200 loại quặng có chứa asen, nhưng các loại quặng chủ yếu được dùng để sản xuất
asen là asenopirit (FeAsS), reanga (As 2S2) màu đỏ và opimen màu vàng. Trong công

9

nghiệp, asen được điều chế bằng cách đun nóng các khoáng trong điều kiện không
có không khí, hoặc khử asen trioxit (As4O6) với than đá [14, 15].
FeAsS (700oC) FeS + As (khí) As (rắn)
As4O6 + 3C 4As + 3CO2
Asen còn là sản phẩm phụ của quá trình chiết các kim loại đồng, chì, kẽm,
bạc vàng và từ các quặng khác. Một lượng lớn asen được giải phóng trong dòng
chảy lỏng từ quá trình nghiền vàng sử dụng xianua và trong các ống khói từ quá
trình nung chảy quặng vàng [29].
Trước đây, asen được sử dụng rộng rãi trong nhiều các ngành nghề công
nghiệp, nông nghiệp như để điều chế thuốc trừ sâu, diệt chuột, thuốc chữa bệnh,
thuốc kích thích sự tăng trưởng gia cầm, lợn; chất màu cho thủy tinh, gốm sứ và các
sắc tố cho giấy gián tường in hoa, chất bảo quản gỗ, da thuộc; chế vũ khí hóa học
(khí mù tạt), chất bán dẫn; luyện kim (đạn chì)… Ngày nay do nhận thức được các
ảnh hưởng nghiêm trọng của asen tới con người và môi trường, asen chỉ còn được
dùng hạn chế trong một số ngành (luyện kim, sản xuất bảo quản gỗ) [20].
Hiện nay, asen xuất hiện trong môi trường tự nhiên một phần là do quá trình
phong hóa đất đá có chứa asen, cháy rừng, khí đại dương thoát ra (hoạt động của vi
sinh vật), của núi lửa; do các hoạt động địa chất làm cho nước ngầm ở nhiều nơi có
nồng độ asen tự nhiên cao. Các nguồn asen nhân tạo chủ yếu đưa vào môi trường
bao gồm sự phát tán ở các lò luyện, chiết tách asen, kim loại, nhà máy sản xuất hóa
chất, đốt than. Nước cống rãnh và nước rỉ từ các địa điểm chứa chất thải công
nghiệp và sinh hoạt, ở các cánh đồng do sử dụng thuốc trừ sâu, thuốc bảo vệ thực
vật có chứa asen và đặc biệt là ở các địa điểm gần mỏ kim loại [20]. Mặc dù được
biết là có độc tính cao, nhưng asen vẫn được sử dụng nhiều trong cách ngành công
nghiệp, nông nghiệp gây ra nhiều tác hại đến môi trường, nguồn nước ngầm, nước
mặt và gây ảnh hưởng trực tiếp đến sức khỏe con người. Vì vậy, việc xác định và xử
lý các nguồn nước bị nhiễm asen đang là vấn đề quan trọng và cần thiết hiện nay.

10

1.1.2. Các dạng tồn tại và chuyển hóa của asen trong tự nhiên
Asen là nguyên tố hiếm trong vỏ trái đất. Trong đá lửa và đá trầm tích, asen
có hàm lượng trung bình vào khoảng 2mg/kg. Trong tự nhiên, người ta đã tìm thấy
hơn 1500 hợp chất có chứa asen, trong đó có gần 400 hợp chất khá bền vững trong
tự nhiên. Một số khoáng của asen thường gặp như: realgar (AsS), orpiment (As 2S3),
asenopyrit (FeAsS), loellingite (FeAs2), asenolit (As2O3), domeykite (Cu3As). Do
quá trình phong hóa, asen trong các loại quặng bị rửa trôi theo nước, thấm vào đất
và gây ô nhiễm đất và nước [1].
 Trong đất và trầm tích:

Nguồn cung cấp asen chính cho đất và nước là từ khoáng vật. Những khoáng
vật có sẵn, tích tụ, tồn tại trong các lớp đá gốc hoặc được vận chuyển đi xa bởi xói
mòn, gió hoặc nước. Khi đá mẹ bị phong hóa, asen bị biến đổi thành các hợp chất
dễ tan (asenous axit và asen axit). Hàm lượng asen trong đất thường cao hơn trong
đá. Hàm lượng asen trung bình có trong đất chưa bị ô nhiễm là 1-40 mg/kg. Hàm
lượng asen nhỏ nhất trong đất là loại đất cát có nguồn gốc từ granite. Trong trầm
tích, hàm lượng asen tự nhiên thường nhỏ hơn 10 mg/kg trọng lượng khô. Hàm
lượng asen lớn trong đất thường tìm thấy tại gần những khu vực mỏ than, trong than
bùn, sét giàu vật chất hữu cơ, trong các trầm tích tích tụ trong đầm hồ và cả trong
nước thải, chất thải. Khi khai thác khoáng sản thì đất đá bị phá vỡ và các khoáng vật
nguyên sinh bị phơi lộ, quá trình phong hóa xảy ra nhanh hơn. Asenopyrit được tách
khỏi các khoáng vật đó và có điều kiện tiếp xúc mạnh với không khí. Asenopyrit bị
rửa trôi, dẫn đến một lượng lớn asen được đưa vào trong môi trường. Quá trình này
được biểu diễn theo phương trình:
4FeAsS + 13O2 + 6H2O 4FeSO4 + 4H3AsO4
H3AsO4 trong môi trường tự nhiên dễ dàng chuyển hóa thành H 2AsO42- và
HAsO3- di chuyển tốt trong nước, hấp phụ vào đất, bùn và thực vật. Bùn và sét
thường có hàm lượng asen cao, cát và cuội sỏi thường có hàm lượng asen thấp hơn

[3, 6].

11


Hiện nay, do các hoạt động nông nghiệp, công nghiệp của con người đã làm
tăng đáng kể hàm lượng asen trong đất. Hàm lượng asen lên tới 50-550 mg/kg trong
đất nông nghiệp đã sử dụng thuốc trừ sâu chứa asen và 20100-35500 mg/kg trong
đất ở bãi thải của một nhà máy sản xuất thuốc trừ sâu [20].
 Asen trong môi trường nước:

Asen thường có hàm lượng thấp trong môi trường nước tự nhiên (nước sông,
nước bề mặt) và thay đổi theo các vùng khác nhau, sự thay đổi này do nhiều yếu tố
tạo nên như dòng chảy của nước và điều kiện địa chất của từng vùng. Hàm lượng
asen cao thường được tìm thấy ở những vùng có các hoạt động địa nhiệt, vùng có
nước ngầm giàu asen hoặc những nơi tồn tại rác thải của các mỏ khoáng sản (do quá
trình khai thác mỏ tạo nên), chất thải sinh hoạt và chất thải từ các nhà máy, xí
nghiệp [18, 20]. Ở Hungary, Vasany, nồng độ asen trong nước ngầm vào khoảng 1 171 µg/L. Hàm lượng asen cao sinh ra từ đá mẹ giàu asen được tìm thấy trong nước
giếng khoan ở tây nam Phần Lan với nồng độ từ 17 - 980 µg/L, tại một số vùng ở
Mexico là 8 - 624 µg/L với hơn 50% số mẫu có nồng độ vượt quá 50 µg/L, còn ở
tây nam Đài Loan nồng độ asen trung bình là 671 µg/L. Ô nhiễm asen trong nước
ngầm từ các trầm tích giàu asen đã được phát hiện trên diện rộng ở Ấn Độ và
Bangladesh. Kết quả phân tích nước ngầm trong 6 quận ở tây Bengan, Ấn Độ cho
thấy nồng độ asen chủ yếu trong khoảng 193 - 737 µg/L với giá trị cao nhất lên tới
3700 µg/L [14].
Hàm lượng asen trung bình trong nước ngầm ở khoảng từ 1-2 µg/L. Tuy
nhiên, ở những vùng có đá núi lửa và các cặn khoáng sunphua, hàm lượng asen có
thể lên đến hơn 3000 µg/L. Asen có mặt trong nước ngầm là do sự tương tác qua lại
giữa đá mẹ, trầm tích với nước ngầm, và thường kèm theo những điều kiện môi
trường thuận lợi cho sự di chuyển của asen. Cũng giống như nước mặt, hàm lượng

cao của asen trong nước ngầm cũng có thể do các hoạt động nhân tạo gây nên như
khai thác mỏ, chất thải sinh hoạt và ô nhiễm công nghiệp. Nhưng nguyên nhân phổ
biến nhất vẫn là các yếu tố tự nhiên, trong đó phải kể đến các điều kiện địa chất và
những điều kiện ưu tiên khác cho sự tồn tại của asen.

12


Trong môi trường nước ngầm, asen thường ở dạng ion của các chất asenit
(H3AsO3) hoặc asenat (H3AsO4) hoặc cả hai dạng trên. Loại ion nào chiếm ưu thế
phụ thuộc vào điều kiện pH và Eh (thế oxi hóa khử) của môi trường. Trong môi
trường khử, asen chủ yếu tồn tại ở dạng asenit (As 3+); còn trong môi trường oxy
hóa, asen chủ yếu gặp ở dạng asenat (As 5+). Tỷ lệ của As3+ và As5+ trong môi trường
nước có phân bố khác nhau là do điều kiện oxy hóa khử, hoạt động của sinh vật và
sự khuếch tán, đối lưu của oxy từ khí quyển [4, 18, 20].

Hình 1.1 Sự tồn tại của asen trong môi trường phụ thuộc vào Eh và pH
Theo hình 1.1, ta thấy dạng tồn tại của As 5+ chủ yếu khi thế oxi hóa-khử
dương ở mọi giá trị pH. Còn khi Eh có giá trị âm, As 5+ chỉ tồn tại ở pH cao (pH >
7.0). Ngược lại As3+ tồn tại khi Eh có giá trị nhỏ trong mọi giá trị pH. Asen có thể
chuyển từ trạng thái khử sang trạng thái oxy hóa khi mà điều kiện môi trường thay
đổi. Sự thay đổi từ môi trường oxy hóa sang môi trường khử có thể là do ở các tầng
chứa nước có chứa nhiều chất hữu cơ làm tiêu tốn nhiều oxy. Trong môi trường này,
thế oxy hóa khử bị giảm đi vì quá trình oxy hóa các chất hữu cơ bị kiểm soát bởi vi
sinh vật.
1.1.3. Ảnh hưởng của asen tới sức khỏe con người
Asen là một chất rất độc, chỉ cần một lượng nhỏ cũng có thể gây chết người.
Con người có thể hấp thụ asen qua con đường ăn uống, hít thở và tiếp xúc qua da.

13

Và khi đi vào cơ thể nó thường tập trung ở móng tay, móng chân, tóc. Asen có thể
được bài tiết khỏi cơ thể người nhờ tróc vảy da hoặc qua tuyến mồ hôi. Asen tích
lũy trong cơ thể gây tác động đến các vùng chính: hệ tiêu hóa, da, hệ thần kinh, dây
thần kinh vận động, từ đó làm tăng nguy cơ mắc các bệnh về thần kinh, gan, thiếu
máu, rối loạn chuyển hóa protein và đường, sừng hóa da hoặc gây các biểu hiện
nhiễm cấp như sốt, chán ăn, gan to, sạm da và loạn nhịp tim, sự xúc cảm thần kinh
ngoại vi, ảnh hưởng dạ dày. Sự nhiễm mãn asen vô cơ ở hệ thần kinh biểu hiện bắt
đầu với những sự biến đổi cảm giác, sa sút trí tuệ, sự nhạy cảm và yếu mỏi các cơ.
Không những vậy, sự nhiễm độc asen còn là nguyên nhân gây ảnh hưởng tới khả
năng sinh sản, gây quái thai và gây ung thư, nhất là gây ung thư da.
Ở Thái Lan, việc nghiên cứu lâm sàng tại vùng Ronphiboon đã phát hiện gần
1.000 người bị nhiễm độc asen mãn tính trong đó có 1 người đã chết và 20 người bị
ung thư da. Hơn 80% học sinh có hàm lượng asen cao trong tóc và móng tay.
Nhiễm độc asen cấp của con người chủ yếu phụ thuộc vào nhịp độ đào thải khỏi cơ
thể của các hợp chất. Asin được coi là dạng độc nhất của asen, sau đó đến asenit
(As3+), asenat (As5+). Liều tử vong đối với người khoảng từ 1,5 mg/kg đến
500mg/kg trọng lượng cơ thể. Nhiễm độc asen cấp xảy ra do uống nước có hàm
lượng asen từ 1,2 - 2,1 mg/L đã được y học ghi nhận [1, 2].
Ở Nhật Bản, khi xét nghiệm lâm sàng cho 29 người uống nước giếng bị
nhiễm asen thì có 27 người (93%) mắc bệnh sạm da (melanois) và bệnh sừng hóa
gan bàn chân (Palmoplantar Hykerkeratosis). Trên thực tế, các hợp chất có asen đi
vào cơ thể thường thông qua con đường nước uống và thực phẩm. Đây là một con
đường thuận lợi cho việc nhiễm độc asen vì hàng ngày chúng ta luôn phải ăn uống
để duy trì sự sống.
Việc tiếp xúc với asen gây ra cản trở Enzym hoạt động, đặc biệt là các hoạt
động sao chép trong tế bào của cơ thể và có thể gây ra nhiều tác động phi ung thư lên
các hệ thống. Tác động phi ung thư dễ thấy nhất là tổn thương da, các triệu chứng đàu
tiên trên da thường là các đốm sẫm màu do tăng sắc tố da và đốm trắng do giảm sắc

tố da. Đốm sẫm màu thường xuất hiện dưới dạng hình giọt nước trên thân thể hay đầu

14


chi, đôi khi cả trên niêm mạc như lưỡi, lâu dần gây sừng hóa trên bàn tay, chân. Sừng
hóa là hiện tượng khi mà da cứng lên và hình thành các nốt mụn.
Độc tính của asen phụ thuộc vào các dạng tồn tại và trạng thái oxi hóa. Độ
độc của các dạng asen tăng dần theo thứ tự: As (0) < các hợp chất asonium < As (V)
vô cơ < các asenoxit (Asen III hữu cơ) < As (III) vô cơ < Asin [6, 7]. Các hợp chất
đều có khả năng tích tụ và gây tác hại cho sức khỏe con người và môi trường.
Trong môi trường, asen tác động đến cơ thể sống, cả trong nước và trên cạn
phụ thuộc vào các dạng hóa học của asen, tính chất của môi trường xung quanh.
Các dạng hợp chất của asen đều gây độc hại nghiêm trọng đến cơ thể sống của sinh
vật và con người. Chính vì vậy, việc loại bỏ asen ra khỏi nguồn nước sinh hoạt là
điều rất quan trọng và cấp thiết hiện nay.
1.2. Thực trạng ô nhiễm asen trong nước ngầm trên Thế giới và Việt Nam
1.2.1. Thực trạng ô nhiễm asen trên Thế giới
Hiện nay, hàng triệu người ở nhiều nơi trên thế giới vẫn đang phải sử dụng
nguồn nước ngầm có chứa asen làm nước sinh hoạt, nước cho nông nghiệp gây ra
nhiều ảnh hưởng lớn cho sức khỏe của hàng triệu người. Mặc dù các cơ chế gây độc,
các dạng tồn tại của asen trong môi trường đã được nhiều quốc gia trên thế giới quan
tâm nhưng mức độ ảnh hưởng trên quy mô toàn cầu vẫn còn chưa được biết tới.

Hình 1.2. Sự phân bố các khu vực ô nhiễm asen trên thế giới [12]

15


Qua khảo sát về thực trạng ô nhiễm asen trong nước ngầm ở nhiều nước trên

thế giới (Mỹ, Trung Quốc, Bangladesh, Thái lan…) nhiều nghiên cứu đã cho thấy
tình hình ô nhiễm asen ở nhiều nước trên thế giới là rất nghiêm trọng. Bangladesh là
nước có số người dân bị nhiễm độc asen rất lớn, có khoảng 35 triệu người dân
Bangladesh (trong tổng số 125 triệu người dân Bangladesh) có nguy cơ phơi nhiễm
với asen cao trong nước ăn, trong đó có khoảng hơn 30000 người bị nhiễm độc asen
mãn tính. Một nghiên cứu đã tiến hành phân tích 2500 mẫu nước tại 10 quận ở
Bangladesh với 51% số mẫu có hàm lượng asen nằm trong khoảng 0,05 – 2,5 mg/L
và đã cho thấy trong tổng số 18 triệu dân ở mười quận này thì có tới gần 3.6 triệu
người đang sử dụng nước có chứa nồng độ asen lớn hơn 0,2 mg/L làm nước sinh
hoạt [17, 30].
Theo một chương trình điều tra do Bộ Y tế Trung Quốc thực hiện đã kiểm tra
khoảng 445000 giếng khoan tại hơn 20000 thôn của gần 300 quận ở Trung Quốc đã
cho thấy có đến hơn 5% số giếng khảo sát có hàm lượng asen trong nước cao hơn
tiêu chuẩn của Trung Quốc là 50mg/L. Ở một số vùng khác của Trung Quốc đã xuất
hiện những dấu hiệu của các bệnh có liên quan đến asen (arsenicoisis) như
Xinjiang, Nội Mông, Sanxi, Liaoning, Jilin, Ningxia, Henan. Kết quả điều tra cho
thấy nồng độ asen trong nước ngầm tại các vùng này thường nằm trong khoảng từ
220 – 2000 µg/L với hàm lượng cao nhất là 4440 µg/L. Hiện nay, số người bị phơi
nhiễm ước chừng hơn 2 triệu người và khoảng 20000 bệnh nhân mắc các bệnh
arsenicosis [33].
Nồng độ asen cao trong nước ngầm cũng đã phát hiện ở rất nhiều vùng của
Ấn Độ như Nadia, Musidaba, Manda, Badhamam và ở các quận phía Nam của tây
Bengan với hàm lượng từ 15 - 800 µg/L. Các kết quả phân tích 221 mẫu nước ngầm
tại 221 điểm của Nadia cho thấy có 143 điểm có nồng độ asen cao hơn tiêu chuẩn
cho phép của Ấn Độ là 50 µg/L [24]. Trong nghiên cứu của Tarit Poychowdhury và
cộng sự điều tra cho thấy tại Jalangi và Domkan thuộc quận Musidala, nồng độ asen
trung bình trong 44 mẫu nước ngầm là 107 µg/L, cao gấp 11 lần so với giá trị cho
phép của WHO [40].

16

Hiện tại, số người sử dụng nguồn nước ngầm bị phơi nhiễm asen nhiều nhất
tập trung tại các quốc gia thuộc khu vực Châu Á như Ấn Độ, Thái Lan và Trung
Quốc. Nguồn nước bị ô nhiễm asen lại được sử dụng chủ yếu ở các khu vực đông
dân cư và các vùng nông thôn có kinh tế đang phát triển. Vấn đề này có nguy cơ
làm gia tăng rủi ro sức khỏe cho cộng đồng cũng như có thể tạo thành một thảm họa
môi trường [33].
1.2.2. Thực trạng ô nhiễm asen tại Việt Nam
Việt Nam hiện nay vẫn là một trong những quốc gia có nhiều vùng sử dụng
nước ngầm làm nguồn nước sinh hoạt chính. Trong các cấu trúc địa chất ở nước ta
có tới hàng trăm các dị thường địa hóa As liên quan đến các khoáng hóa nhiệt dịch.
Các dị thường địa hóa As liên quan đến các khoáng hóa nhiệt dịch là vùng có khả
năng ô nhiễm As rất cao. Nhiều vùng mỏ magiêsit thuộc thượng lưu Sông Mã có
hàm lượng As trong đá biến chất listvenil trung bình từ 34 – 176 ppm, còn trong
nước suối từ 0,43 – 1,14 mg/L [12]. Các dị thường địa hóa As trong đất và khu vực
mỏ vàng Đồi Bù (Hòa Bình), Khau Âu (Bắc Cạn), khu vực mỏ chì – kẽm Chợ Đồn
có khả năng ô nhiễm nặng bởi As. Theo Đặng Văn Can (1997) [2], nước suối ở khu
vực Bản Phúng (thượng nguồn sông Mã) bị ô nhiễm bởi As với hàm lượng 0,43 –
1,114 mg/L. Các khu vực ô nhiễm này thường có liên quan đến các khoáng hóa
nguồn gốc nhiệt dịch. Những khu vực dị thường địa hóa As này gây bất lợi cho sức
khỏe con người cũng như cây trồng, vật nuôi.

Hình 1.3. Thực trạng ô nhiễm asen tại khu vực đồng bằng sông Hồng, Việt Nam

17


Đồng bằng sông Hồng là một trong những khu vực đông dân nhất thế giới
với diện tích vào khoảng 14.000 km2 và mật độ dân số khoảng 1160 người/km2 [6].

Tính đến năm 2017, trong số 16,6 triệu người sống ở vùng đồng bằng sông Hồng
với diện tích mở rộng lên đến 169 nghìn km 2, thì có đến 11 triệu dân không được
cung cấp nước nên phần lớn người dân vẫn phụ thuộc vào các nguồn nước khác như
các giếng khoan. Sự phân bố của asen trong nước ngầm tại khu vực đồng bằng sông
Hồng được miêu tả trong hình 1.3. Theo kết quả khảo sát về nồng độ ô nhiễm asen
trong nước ngầm được thực hiện vào năm 2011 bởi Winkel đã cho thấy nồng độ
asen đo được ở khu vực đồng bằng sông Hồng dao động trong khoảng từ 0,1 - 810
µg/L trong đó có khoảng 27% nước giếng khoan khảo sát có giá trị asen có nồng độ
lớn hơn 10 µg/L không đạt tiêu chuẩn của WHO là 10 µg/L. Tính đến năm 2011, ở
khu vực đồng bằng sông Hồng có khoảng ba triệu người đang sử dụng nước ngầm
bị ô nhiễm asen nồng độ lớn hơn 10 µg/L và hơn một triệu người đang sử dụng
nước mặt bị ô nhiễm asen với nồng độ lớn hơn 50 µg/L.
Theo một nghiên cứu của Ben và cộng sự khi tiến hành khảo sát nước ngầm
tại bốn huyện ngoại thành của Hà Nội, kết quả thu được cho thấy có đến 48% mẫu
nước ngầm được khảo sát có hàm lượng asen cao hơn 50 µg/L[6]. Kết quả khảo sát
nồng độ asen tại một số huyện như Thanh Oai, Từ Liêm, Hoài Đức (Hà Nội) và Lý
Nhân (Hà Nam) cho thấy huyện Từ Liêm có hàm lượng asen trong nước ngầm thấp
(6 µg/L) nhưng tại Lý Nhân và Hoài Đức lại có hàm lượng asen khá cao (435 và
330 µg/L). Kết quả khảo sát 15 mẫu nước ngầm ở Lý Nhân, Hà Nam cũng cho thấy
nồng độ asen thu được rất cao từ 311 - 598 µg/L. Tại các khu vực này, nếu người
dân sử dụng nước ngầm trực tiếp để ăn uống thì nguy cơ xuất hiện các bệnh liên
quan trực tiếp đến asen rất cao. Hiện tại, các hộ gia đình ở khu vực Hoài Đức (Hà
Nội) và Lý Nhân (Hà Nam) đang sử dụng nước ngầm khi đã được lọc qua bộ lọc
cát. Sau khi được lọc qua bộ lọc cát hàm lượng asen đã giảm đi ở cả hai khu vực
trên, ở Lý Nhân giảm còn khoảng 23 µg/L và Hoài Đức vẫn còn rất cao vào khoảng
74 µg/L. Với hàm lượng asen như vậy thì vẫn chưa đạt được tiêu chuẩn cho phép
của WHO với hàm lượng asen cho phép trong nước sinh hoạt là 10 µg/L. Chính vì

18

vậy, việc tìm ra giải pháp để làm giảm hàm lượng asen trong nước ngầm ở Việt
Nam là vấn đề rất cần thiết hiện nay.
Ngoài khu vực Hà Nội, một số tỉnh thuộc khu vực đồng bằng Bắc Bộ và phụ
cận cũng có dấu hiệu ô nhiễm asen trong nước ngầm. Theo một nghiên cứu kiểm tra
hàm lượng asen trong nước ngầm tại một số điểm của Việt Trì (Phú Thọ), cũng cho
thấy hàm lượng asen thu được ở trong tầng chứa nước phong hóa đá gốc và bồi tích
ven sông cao. Với địa hình đồi gò ở khu vực này nên các tầng đất và vỏ phong hóa
ở đây thuận lợi cho khả năng trao đổi nước, các quá trình địa hóa xảy ra mạnh mẽ,
đặc biệt là quá trình oxy hóa giải phóng asen làm ô nhiễm nguồn nước. Ngoài ra,
nước ngầm ở một số khu vực thuộc Hải Phòng, Bắc Giang, Thanh Hóa, Nam Định
cũng có hiện tượng ô nhiễm asen với hàm lượng cao hơn tiêu chuẩn cho phép của
WHO [12].
Từ tháng 11 năm 2003 đến tháng 4 năm 2004, UNICEF và Viện Công nghệ
Môi trường Việt Nam – Viện Khoa học và Công nghệ Việt Nam đã tiến hành khảo
sát asen tại 12 tỉnh thuộc đồng bằng sông Hồng, đồng bằng sông Cửu Long và khu
vực miền Trung. Kết quả cho thấy, nước giếng tại nhiều xã ở một số tỉnh thuộc đồng
bằng sông Hồng và đồng bằng sông Cửu Long có nồng độ cao hơn cho phép nhiều
lần. Kết quả khảo sát trong bốn tỉnh Long An, Đồng Tháp, An Giang và thành phố
Hồ Chí Minh cho thấy 41,51% số giếng khoan tại Đồng Tháp có hàm lượng asen
vượt quá tiêu chuẩn cho phép của Việt Nam (QCVN02:2009/BYT); 39,15% vượt
quá 50µg/L; 25,58% vượt quá 200µg/L. An Giang có 25,42% số xã nghiên cứu có
nồng độ asen vượt quá tiêu chuẩn, trong đó một số xã bị ô nhiễm tương đối nặng
[7].
Ngoài những nguyên nhân gây ô nhiễm asen trong nước ngầm có liên quan
đến các khoáng hóa và trầm tích trong các tầng địa chất ở nước ta thì vẫn còn một
số nguyên nhân khác làm phát tán asen vào trong nước ngầm. Là một nước có
truyền thống nông nghiệp lâu đời, nên trong canh tác nông nghiệp Việt Nam sử
dụng một lượng rất lớn phân bón, thuốc bảo vệ thực vật chứa asen, làm thúc đẩy
quá trình phát tán asen vào trong môi trường nước và trầm tích. Ngoài ra, nước ta có

19


nhiều nhà máy nhiệt điện (Uông Bí, Phả Lại…), các nhà máy xi măng đốt than đá
làm năng lượng (xi măng Hoàng Thạch Hải Dương, xi măng Nghi Sơn Thanh
Hóa…), một số nhà máy luyện kim Thái Nguyên; việc sử dụng các quặng và đốt
than đá từ các nhà máy này cũng là nguồn cung cấp asen lớn cho môi trường.
Tại Việt Nam, tình trạng ô nhiễm asen xảy ra chủ yếu ở hai lưu vực là đồng
bằng sông Hồng và đồng bằng sông Cửu Long. Trước thực trạng này, các nhà khoa
học cần phải tìm ra những biện pháp để xử lý nguồn nước ngầm nhiễm asen để đảm
bảo nguồn nước sinh hoạt cho người dân cũng như đưa ra phương pháp xử lý hiệu
quả, dễ tiếp cận và hợp lý về mặt kinh tế.
1.3. Các phương pháp xử lý asen trong nước ngầm hiện nay
Hiện nay, trên thế giới và Việt Nam đã tiến hành xử lý asen trong nước ngầm
theo rất nhiều phương pháp khác nhau. Mỗi phương pháp cho ra hiệu suất xử lý
asen khác nhau phụ thuộc vào nhiều yếu tố như: hàm lượng asen trong nước, giá trị
pH, thành phần của các chất tan trong nước (các ion kim loại, các hợp chất hữu
cơ…)… Các yếu tố này có thể cản trở hoặc hỗ trợ cho quá trình xử lý asen. Vì vậy,
tùy theo từng loại nước cần xử lý mà có những đánh giá và lựa chọn phương pháp
xử lý cho phù hợp.
1.3.1. Phương pháp oxi hóa
Nước ngầm thường có môi trường axit (pH = 3 – 6) nên dạng tồn tại chủ yếu
của asen trong nước ngầm thường là As (III). Nhưng trên thực tế, quá trình xử lý As
(V) có hiệu quả hơn As (III) do As (V) có xu hướng đồng kết tủa với cation kim loại
hoặc hấp phụ trên bề mặt rắn nên nhiều hệ thống xử lý nước thường áp dụng các
quá trình oxi hóa để chuyển As (III) thành As (V) sau đó kết tủa As (V). Phương
pháp này không loại bỏ được asen nhưng góp phần nâng cao hiệu quả cho các bước
xử lý tiếp theo như kết tủa, lọc… Vậy nên quá trình oxi hóa để chuyển As (III) lên
As (V) được áp dụng như một bước kết hợp và phụ trợ cho quá trình xử lý sau này,

các tác nhân oxi hóa được sử dụng tùy thuộc vào chất lượng nước cũng như giá
thành xử lý [3, 4, 5].

20


 Oxi hóa bằng không khí:

Quá trình oxi hóa As (III) xảy ra chậm, thời gian oxi hóa kéo dài. Quá trình
này có thể xảy ra nhanh hơn dưới tác động của vi khuẩn, axit mạnh hoặc dung dịch
kiềm, đồng, bột than hoạt tính và ở nhiệt độ cao [7].
 Oxi hóa bằng tác nhân hóa học:

As (III) có thể bị oxi hóa bằng nhiều các chất oxi hóa mạnh như hidroperoxit
(H2O2), hypoclorit (HCLO), ozon (O3), tác nhân Fenton (H2O2/Fe2+) [2]…
+ Hidroperoxit (H2O2) là một chất oxi hóa As (III) hiệu quả, đặc biệt nếu
trong nước bị nhiễm As có chứa sắt hòa tan nồng độ cao. Sắt (III) hidroxit được
hình thành sẽ cộng kết với asenat.
+ Ozon là chất oxi hóa mạnh, khi sục ozon vào nước 1 phút (khoảng 2mg/L)
trước khi lọc sẽ có hiệu quả rất cao trong việc oxi hóa sắt, asen và một số kim loại
nặng khác có trong nước.
+ Clo và hypoclorit đều là những chất oxi hóa mạnh và có hiệu quả nhưng nó
lại có thể phản ứng với hợp chất hữu cơ tạo ra hợp chất hữu cơ clo độc hại (ví dụ
như trihalometan).
+ Oxi hóa và loại bỏ As bằng năng lượng mặt trời (SORAS): nguyên tắc của
phương pháp này là sử dụng các phản ứng oxi quang hóa để chuyển As (III) thành As
(V) nhờ ánh sáng mặt trời, sau đó tách As (V) ra khỏi nước nhờ quá trình hấp phụ trên
các hạt Fe (III) hidroxit. Phương pháp này có chi phí thấp nên dễ dàng áp dụng đối với
các hộ ở nông thôn. Hơn nữa, phương pháp này không sử dụng thêm hóa chất vì vậy
không ảnh hưởng tới mùi vị của nước và có thể loại bỏ được sắt trong nguồn nước cấp.

Phương pháp này có thể loại bỏ được 50 - 70% As trong nước nên có thể áp dụng cho
nguồn nước bị ô nhiễm bởi As có nồng độ 100 - 150 µg/L[14].
Theo một nghiên cứu của Viện Công nghệ Môi trường Liên bang Thụy Sĩ
cho thấy đối với các hộ gia đình sử dụng giếng khoan đơn lẻ, nơi có hàm lượng sắt
cao trong nước ngầm, mô hình oxi hóa bằng oxi không khí bằng cách phun mưa
trên bề mặt bể lọc cát phổ biến ở các hộ gia đình hiện nay, cho phép loại bỏ tới 80%
asen cùng với hàm lượng sắt và mangan trong nước ngầm. Nhưng nghiên cứu này

21


cũng chỉ ra rằng hàm lượng As trong nước sau khi xử lý bằng phương pháp trên phụ
thuộc nhiều vào thành phần các hợp chất khác trong nước ngầm và trong đa số
trường hợp không đạt được đến nồng độ As cho phép. Nghiên cứu tiến hành kiểm
tra nồng độ As tại 54 hộ tiến hành theo phương pháp này, kết quả cho thấy hiệu suất
xử lý không đồng nhất giữa các hộ. Chỉ có khoảng 40% số hộ xử lý asen theo
phương pháp này đạt được nồng độ asen sau khi xử lý >10 µg/L, có 10% số hộ sau
khi xử lý nước sinh hoạt bằng phương pháp này thì nông độ As thu được vẫn lớn
hơn 50 µg/L. Do vậy, nước ngầm sau khi xử lý bằng phương pháp oxi hóa này vẫn
cần tiếp tục xử lý bằng phương pháp khác [39].
1.3.2. Các phương pháp keo tụ - kết tủa kết hợp lắng
 Phương pháp cộng kết tủa – lắng – lọc tự nhiên

Phương pháp cộng kết tủa – lắng – lọc có thể áp dụng đồng thời với quá trình
xử lý sắt hoặc mangan có sẵn trong nước ngầm tự nhiên. Đây là phương pháp xử lý
đơn giản nhất, bằng cách bơm nước ngầm từ giếng khoan, sau đó oxi hóa sắt nhờ
oxi không khí, mangan tạo hydro oxit sắt và mangan kết tủa. Đồng thời trong quá
trình này, As (III) được oxi hóa đồng thời thành As (V), có khả năng hấp phụ lên bề
mặt của các hạt bông keo tụ hydro oxit sắt hay mangan tạo thành và lắng xuống đáy
bể, hay hấp phụ và bị giữ lại lên bề mặt hạt cát trong bể lọc. Phương pháp này có

thể loại bỏ được từ 50 – 80 % hàm lượng asen có trong nước ngầm [21].
 Làm mềm nước và xử lý Asen bằng vôi:

Quá trình làm mềm nước bằng vôi có hiệu quả trong việc loại bỏ các ion gây
độ cứng đồng thời cũng có hiệu quả trong việc loại bỏ asen tương tự như quá trình
kết tủa với muối kim loại. Làm mềm bằng vôi là quá trình thủy phân vôi kết hợp với
axit cacbonic tạo ra canxi cacbonat, hoạt động như là tác nhân hấp phụ As [13].
Vôi sống (CaO) hoặc vôi tôi (Ca(OH)2) có thể được sử dụng để loại bỏ As
trong nước và cho hiệu suất xử lý đạt khoảng 40-70%. Keo tụ bằng vôi đạt hiệu suất
cao với pH trên 10,5 cho As (V) và 11 cho As (III), với nồng độ As ban đầu khoảng
50 µg/L. Phương pháp này thường được sử dụng như một phương pháp kết hợp để

22


đồng thời loại bỏ As và làm mềm nước. Hạn chế của phương pháp này là sau khi sử
lý bằng vôi sẽ tạo ra một lượng cặn lớn [5, 9].
1.3.3. Phương pháp sinh học
Hầu hết các loài thực vật đều rất nhạy cảm với sự có mặt của các ion kim
loại, thậm chí ở nồng độ rất thấp. Tuy nhiên, vẫn có một số loài thực vật không chỉ
có khả năng sống được trong môi trường bị ô nhiễm bởi các ion kim loại độc hại mà
còn có khả năng hấp thụ và lưu giữa các kim loại này trong các bộ phận khác nhau
của chúng. Xử lý nước bằng biện pháp sinh học là sử dụng các sinh vật sống (như
thực vật, nấm hoặc vi khuẩn) hoặc vật liệu sinh học (như xương, sinh khối, hạt, lá
hoặc gỗ) để hấp thu và xử lý các chất gây ô nhiễm. Nhiều nghiên cứu đã chỉ ra rằng
vi khuẩn, nấm, thực vật và một số sinh vật khác có khả năng xử lý As trong nước bề
mặt, nước ngầm, đất, trầm tích và nước thải. Rahman và cộng sự đã nghiên cứu khả
năng loại bỏ As trong nước thông qua cơ chế hấp thu sinh học của sinh vật. Kết quả
thu được đã chỉ ra rằng hiệu suất xử lý cao với nồng độ As trong nước từ 50-1000
µg/L.

1.3.4. Xử lý asen bằng phương pháp hấp phụ
Hấp phụ là quá trình xảy ra khi một chất khí hay chất lỏng bị hút trên bề mặt
một chất rắn xốp. Chất khí hay hơi được gọi là chất bị hấp phụ (adsorbent), chất rắn
xốp dùng để hút khí hay hơi gọi là chất hấp phụ (adsorbate) và những khí không bị
hấp phụ gọi là khí trơ. Các chất hấp phụ yêu cầu phải có một diện tích bề mặt rất
lớn mà độ bám dính của chất gây ô nhiễm có thể xảy ra. Trong công nghệ xử lý
nước, hấp phụ đã được chứng minh là một quá trình loại bỏ hiệu quả cho rất nhiều
loại chất gây ô nhiễm, nơi các ion hay phân tử được lấy ra từ các chất lỏng hấp phụ
lên bề mặt rắn [8].
Hấp phụ là hiện tượng chất rắn có thể liên kết với các chất ở pha khí hoặc
pha lỏng bao quanh chúng. Bản chất của hiện tượng hấp phụ là sự tương tác giữa
các phân tử chất hấp phụ và chất bị hấp phụ. Dựa trên bản chất lực tương tác của
chúng có thể phân loại hấp phụ thành 2 loại là hấp phụ vật lý và hấp phụ hóa học.

23


Hấp phụ vật lý: Các phân tử chất bị hấp phụ liên kết với những tiểu phân
(nguyên tử, phân tử, các ion…) ở bề mặt phân chia pha bởi lực Van der Walls yếu.
Đó là tổng hợp của nhiều loại lực khác nhau: tĩnh điện, tán xạ, cảm ứng và lực định
hướng. Trong hấp phụ vật lý, các phân tử của chất bị hấp phụ và chất hấp phụ
không tạo thành hợp chất hoá học (không tạo thành các liên kết hóa học) mà chất bị
hấp phụ chỉ ngưng tụ trên bề mặt phân chia pha và bị giữ lại trên bề mặt chất hấp
phụ. Do vậy, trong quá trình hấp phụ vật lý không có sự biến đổi đáng kể cấu trúc
điện tử của cả chất hấp phụ và chất bị hấp phụ. Ở hấp phụ vật lý, nhiệt hấp phụ
không lớn, năng lượng tương tác thường ít khi vượt quá 10 kcal/mol, phần nhiều từ
3 ÷ 5 kcal/mol và năng lượng hoạt hóa không vượt quá 1 kcal/mol.
Hấp phụ hóa học: Hấp phụ hóa học xảy ra khi các phân tử chất hấp phụ tạo
liên kết hóa học với các phân tử chất bị hấp phụ, do lực liên kết mạnh nên việc giải
hấp chất bị hấp phụ khỏi bề mặt chất hấp phụ là khá khó khăn. Các chất hấp phụ sử

dụng trong xử lý nước thải dệt nhuộm là những chất xốp, có nhiều trung tâm hoạt
động bề mặt và diện tích bề mặt riêng lớn. Những vật liệu có những đặc tính trên
đều có thể sử dụng làm chất hấp phụ. Những vật liệu được sử dụng phổ biến nhất để
làm vật liệu hấp phụ là than hoạt tính, zeolit, phèn nhôm, silicagel. Tuy nhiên, chi
phí cho việc điều chế và tái sinh những vật liệu hấp phụ trên là khá đắt. Trong
những nghiên cứu gần đây, các nhà khoa học đã tập trung điều chế ra vật liệu hấp
phụ từ các loại vật liệu thải rẻ tiền để loại bỏ các hợp chất màu có thể là các chất
nền hữu cơ hay vô cơ như gỗ, mùn cưa, bentonite hoạt tính, vỏ cam, bã đậu, bã táo
ép và vỏ trấu, tro bã mía, tro bay, tro đáy lò, bùn hoạt tính, bùn đỏ, chất thải công
nghiệp gang thép và phân bón, zeolit tự nhiên, chất thải công nghiệp sản xuất
đường, xỉ lò cao, hồ bột, chitosan… [6].
Mỗi phương pháp xử lý asen trong nước đều có những ưu, nhược điểm nhất
định. Tuy nhiên, phương pháp hấp phụ sử dụng các loại vật liệu hấp phụ từ các phụ
phẩm của các ngành nông nghiệp, công nghiệp được chứng minh là một quá trình
loại bỏ hiệu quả cho nhiều loại chất gây ô nhiễm nơi các ion hay phân tử được lấy

24


ra từ các chất lỏng hấp phụ lên bề mặt rắn [8, 16]. Hấp phụ là một quá trình đơn
giản, dễ thực hiện, giá thành rẻ, hiệu suất xử lý cao và thân thiện với môi trường.
Tại Việt Nam có rất nhiều các nghiên cứu để xử lý asen trong nước bằng các
vật liệu hấp phụ như: Laterit, mangan đioxit, khoáng sét (cao lanh, bentonit…),
boxit, chitosan và các hợp chất của oxit sắt…
-

Hấp phụ bằng vật liệu Laterit:
Laterit là loại đất axit có màu đỏ, rất phổ biến ở các vùng nhiệt đới. Thành

phần chủ yếu của các Laterit là các hydroxit sắt, nhôm và một lượng nhỏ các hợp

chất của mangan, titan. Ở điều kiện tự nhiên, loại đất sét này có điện tích bề mặt
dương, có khả năng hấp phụ các chất bẩn mang điện tích âm như asenic. Laterit có
thể được đưa trực tiếp vào nước cần xử lý như một chất hấp phụ [8].
-

Hấp phụ trên vật liệu có thành phần mangan dioxit:
Cơ chế loại bỏ As trên vật liệu có thành phần là MnO2 bước đầu đã được

nghiên cứu trên các tinh thể MnO2 tổng hợp trong phòng thí nghiệm. Viện Ứng
dụng Công nghệ - Bộ Khoa học Công nghệ đã khảo sát khả năng hấp phụ As của
các vật liệu có thành phần là MnO 2 cho kết quả xử lý rất tốt, dung lượng hấp phụ
cực đại của hai vật liệu chế tạo được là 370,4 µg/g và 1000 µg/g [15].
-

Hấp phụ trên vật liệu có thành phần là oxit sắt:
Mạt sắt (sắt kim loại), sắt hydroxit, các vật liệu phủ sắt, oxit sắt là những vật

liệu được sử dụng cho quá trình hấp phụ As trong nước ngầm. Quá trình loại bỏ As
bằng cách hấp phụ lên mạt sắt kim loại đã được nghiên cứu ở trong phòng thí
nghiệm và đã được áp dụng ngoài hiện trường. Hiệu quả loại bỏ As vô cơ ra ngoài
dung dịch của sắt đạt đến 95%. As được hấp phụ trên bề mặt của sắt ở trạng thái oxi
hóa +5. Giản đồ nhiễu xạ tia X cũng cho thấy trên bề mặt của mạt sắt có sự hiện
diện của cả sắt kim loại, Fe3O4, Fe2O3, và hydroxit sắt [8].
-

Hấp phụ bằng hidroxit sắt:
Hydroxit sắt ở dạng hạt thường được sử dụng trong cột hấp phụ. Phương

pháp này cho hiệu quả xử lý cao và lượng cặn sinh ra ít do kết hợp được những ưu
điểm của phương pháp keo tụ-lọc. Hạt hydroxit sắt được tổng hợp từ dung dịch

25