Nghiên cứu chế tạo vật liệu trao đổi cation từ nhựa PS thải biến tính bằng axit sunfuric để xử lý kim loại nặng trong nước

Mẫu 04/ĐTCS

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

h ä c

® ¹k

h

i

h

o

BÁO CÁO TỔNG KẾT
KẾT QUẢ THỰC HIỆN ĐỀ TÀI
NGHIÊN CỨU KHOA HỌC CẤP CƠ SỞ
Tên đề tài: Nghiên cứu chế tạo vật liệu trao đổi cation từ nhựa PS
thải biến tính bằng axit sunfuric để xử lý kim loại nặng trong nƣớc

Mã số đề tài: TN.18.19
Chủ nhiệm đề tài: TS. Phạm Thị Thúy


Hà Nội, tháng 12 năm 2018


Mẫu 04/ĐTCS

PHẦN I. THÔNG TIN CHUNG

1. Tên đề tài: Nghiên cứu chế tạo vật liệu trao đổi cation từ nhựa PS thải biến
tính bằng axit sunfuric để xử lý kim loại nặng trong nước
2.Mã số: TN.18.19
3.Danh sách các cán bộ thực hiện đề tài:
TT
1
2
3

4.Đơn vị chủ trì thực hiện:
5.Thời gian thực hiện:
5.1. Theo hợp đồng:
5.2. Gia hạn (nếu có):
5.3. Thực hiện thực tế:
6. Tổng kinh phí đƣợc phê duyệt của đề tài: 25 triệu đồng.
PHẦN II. TỔNG QUAN KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU

1. Đặt vấn đề
Kinh tế càng phát triển thì nhu cầu tiêu dùng và sử dụng hàng hóa tiện lợi
cũng càng gia tăng. Hằng năm, chúng bị thải ra ngoài môi trường với số lượng lớn
các loại đồ dùng một lần như cốc, bát, đĩa, thìa, dĩa, hộp có nguồn gốc từ nhựa
polystyrene (PS) ... Tuy nhiên, rất ít trong số đó được thu gom, xử lý, tái chế một
cách hợp lý gây ảnh hưởng lớn tới môi trường và sức khỏe con người. Vì vậy, việc
thu gom, tái chế rác thải từ PS là rất cần thiết.
Ô
nhiễm kim loại nặng trong nước đang là vấn đề quan tâm của nhiều quốc
gia trên thể giới, đặc biệt là các nước đang phát triển. Phơi nhiễm đồng thậm chí ở
hàm lượng rất nhỏ cũng sẽ gây những tác động xấu, ảnh hưởng đến động thực vật

thủy sinh, đặc biệt là việc tích tụ của chúng thông qua chuỗi thức ăn, tiềm ẩn nguy cơ
ảnh hưởng đến sức khỏe con người. Hiện nay, nhiều phương pháp đã được sử dụng
nhằm loại bỏ kim loại nặng trong nước như kết tủa hóa học, trao đổi ion, lọc màng,
hấp phụ … Nhựa trao đổi đã và đang được sử dụng như một vật liệu hiệu quả để loại
bỏ các ion trong nước. Tuy nhiên, việc tận dụng nhựa thải PS như một vật liệu để
biến tính thành nhựa trao đổi ion ứng dụng vào xử lý kim loại nặng trong nước thì lại
là một hướng nghiên cứu mới trên thế giới cũng như ở Việt Nam. Do vậy, việc tiến


1


Mẫu 04/ĐTCS

hành thực hiện đề tài “Nghiên cứu chế tạo vật liệu trao đổi cation từ nhựa PS thải
biến tính bằng axit sunfuric để xử lý kim loại nặng trong nước” là cần thiết, nhằm
mục tiêu chế tạo vật liệu xử lý kim loại nặng có hiệu quả cao và giá thành thấp bằng
cách tận dụng nhựa PS phế thải, góp phần làm phong phú thêm hoạt động nghiên cứu
các giải pháp xử lý kim loại nặng.
2.Mục tiêu và phạm vi nghiên cứu
2.1.

Mục tiêu nghiên cứu
- Chế tạo vật liệu trao đổi cation từ nhựa polystyren phế thải (PSW)
- Nghiên cứu khả năng trao đổi cation của vật liệu trong quy mô phòng thí

nghiệm.
2.2. Nội dung nghiên cứu
- Chế tạo vật liệu trao đổi cation từ nhựa polystyren phế thải
Phân tích đặc trưng cấu trúc và tính chất vật liệu thông qua các phương

pháp: phương pháp kính hiển vi điện tử quét SEM, Phương pháp đo quang phổ hồng
ngoại biến đổi chuỗi FT-IR
Nghiên cứu hấp phụ động thông qua các yếu tố: Tốc độ dòng chảy (ml/phút),
chiều cao lớp vật liệu hấp phụ (cm), tính toán dung lượng hấp phụ (mg/g).
2.3. Phạm vi nghiên cứu
Nghiên cứu chế tạo vật liệu xử lý asen trong nước từ bùn đỏ và kiểm tra khả
năng hấp phụ của vật liệu trong quy mô phòng thí nghiệm
3. Tổng quan tài liệu
3.1. Kim loại nặng
Kim loại nặng (KLN) không bị phân hủy sinh học [3,10] không độc khi ở
dạng nguyên tố tự do nhưng nguy hiểm đối với sinh vật sống khi ở dạng cation do
khả năng gắn kết với các chuỗi cacbon ngắn dẫn đến sự tích tụ trong cơ thể sinh vật
sau nhiều năm. Ở hàm lượng nhỏ một số kim loại nặng là nguyên tố vi lượng cần
thiết cho cơ thể người và sinh vật phát triển bình thường, nhưng khi có hàm lượng
lớn chúng lại có độc tính cao và là nguyên nhân gây ô nhiễm môi trường [9].
Các kim loại nặng đi vào cơ thể qua con đường hô hấp, tiêu hóa và qua da.
Trong điều kiện môi trường thích hợp, KLN có thể bị chuyển từ dạng có độc tính
thấp sang dạng độc tính cao hơn, ví dụ như thủy ngân. Độc tính của các nguyên tố
này thể hiện ở nồng độ rất thấp khoảng 0,1-10 mg/L. Sự tích lũy và khuếch đại sinh
học của các KLN qua chuỗi thức ăn có thể gây ảnh hưởng tới các hoạt động sinh lý
bình thường và gây nguy hiểm cho sức khỏe của con người. Khi đó chúng sẽ tác
động đến các quá trình sinh hóa, các kim loại có ái lực lớn với các nhóm –SH, -SCH 3
của các nhóm enzym trong cơ thể, vì thế mà các enzym bị mất hoạt tính, cản trở quá
trình tổng hợp protein của cơ thể [4].
2


Mẫu 04/ĐTCS

Các kim loại nặng đi vào cơ thể qua con đường hô hấp, tiêu hóa và qua da.

Trong điều kiện môi trường thích hợp, KLN có thể bị chuyển từ dạng có độc tính
thấp sang dạng độc tính cao hơn, ví dụ như thủy ngân. Độc tính của các nguyên tố
này thể hiện ở nồng độ rất thấp khoảng 0,1-10 mg/L. Sự tích lũy và khuếch đại sinh
học của các KLN qua chuỗi thức ăn có thể gây ảnh hưởng tới các hoạt động sinh lý
bình thường và gây nguy hiểm cho sức khỏe của con người. Khi đó chúng sẽ tác
động đến các quá trình sinh hóa, các kim loại có ái lực lớn với các nhóm –SH, -SCH3
của các nhóm enzym trong cơ thể, vì thế mà các enzym bị mất hoạt tính, cản trở quá
trình tổng hợp protein của cơ thể [4].
Ở
Việt Nam, các thủy vực nước mặt đã tiếp nhận quá nhiều nước thải từ các
nguồn khác nhau trong đó có nhiều nguồn ô nhiễm kim loại nặng nghiêm trọng.
Nguyên nhân gây nên sự ô nhiễm trên là do nước thải sinh hoạt, nước thải của các
3

sông nhánh không được xử lý với lượng nước độc hại khoảng 600.000 m /ngày; chất
thải của khoảng 20.000 cơ sở sản xuất công nghiệp và tác nhân ô nhiễm phân tán do
các cơ sở công nghiệp nhỏ và tiểu thủ công đều trực tiếp hoặc gián tiếp thải nước vào
các dòng chảy kênh rạch [1].
3.2. Các phương pháp xử lý kim loại nặng trong nước
Hiện nay đã có nhiều phương pháp xử lý kim loại nặng được nghiên cứu và áp
dụng trong thực tế như phương pháp kết tủa hóa học, phương pháp trao đổi ion,
phương pháp hấp phụ, phương pháp màng, phương pháp điện hóa, phương pháp sinh
học. Mỗi phương pháp đều có ưu, nhược điểm riêng với phạm vi ứng dụng nhất định.
Tuy nhiên vẫn chưa có phương pháp nào thực sự ưu việt cả về hiệu suất xử lý cũng
như giá thành [6,12].
3.2.1. Phương pháp kết tủa hóa học
Phương pháp kết tủa hóa học thường được sử dụng để thu hồi kim loại từ
dung dịch duới dạng hyhroxide kim loại. Nguyên tắc của phương pháp là dựa trên
phản ứng hóa học giữa các chất đưa vào nước thải với kim loại cần tách khỏi nước
thải, sản phầm là các kết tủa kim loại. Có rất nhiều cách tạo kết tủa như kết tủa

hydroxide, kết tủa carbonate, kết tủa sulfide,… [6,12].
3.2.2. Phương pháp sinh học
Nguyên tắc của phương pháp là dựa vào khả năng hấp thụ đồng của một số
thực vật thủy sinh như rong, tảo, bèo hoặc một số vi sinh vật sử dụng đồng như một
chất vi lượng trong quá trình tạo sinh khối. Chúng có khả năng đồng hòa và tích lũy
đồng trong cơ thể hoặc chuyển hóa nó từ dạng độc sang dạng ít độc hay không độc.
Nhiều công trình khoa học đã được nghiên cứu và chứng minh được hiệu quả của các
loài thực vật trong xử lý nước thải [6,12].
3.2.3. Phương pháp hấp phụ
Hấp phụ là sự tích lũy chất trên bề mặt phân cách các pha (khí – rắn, lỏng –
3


Mẫu 04/ĐTCS

rắn, khí – rắn). Chất có bề mặt, trên đó xảy ra sự hấp phụ được gọi là chất hấp phụ;
còn chất được tích lũy trên bề mặt chất hấp phụ gọi là chất bị hấp phụ. Ngược với
quá trình hấp phụ là quá trình giải hấp phụ. Đó là quá trình đi ra của chất bị hấp phụ
khỏi lớp bề mặt chất hấp phụ. Hấp phụ trong môi trường nước là hiện tượng tăng
nồng độ của một chất tan (chất bị hấp phụ) lên bề một một chất rắn (chất hấp phụ).
Hiện tượng hấp phụ xảy ra do lực tương tác giữa chất hấp phụ và chất bị hấp phụ.
Tùy theo bản chất lực tương tác mà người ta phân biệt hai loại hấp phụ là hấp phụ vật
lý và hấp phụ hóa học [6,12].
3.2.4. Phương pháp lọc màng
Công nghệ lọc màng với các loại màng lọc khác nhau đang cho thấy nhiều
triển vọng trong việc xử lý kim loại nặng trong nước thải. Các màng lọc đóng vai trò
như hàng rào chắn chỉ cho phép nước chảy qua còn các chất rắn lơ lửng và những
chất bẩn có kích thước lớn hơn kích thước lỗ màng lọc sẽ bị giữ lại trên màng. Dựa
vào kích thước lỗ của màng lọc, người ta chia lọc màng làm bốn loại: siêu lọc (UF),
lọc nano (NF), thẩm thấu ngược (RO) và điện thẩm tách (EDR).

3.2.4. Phương pháp trao đổi ion
Ngoài các phương pháp trên thì phương pháp trao đổi ion cũng được sử dụng
để xử lý các ion kim loại nặng trong nước. Phản ứng trao đổi ion là một phản ứng
thuận nghịch, trong đó các kim loại nặng được loại bỏ bằng việc trao đổi với các ion
cùng dấu trong chất trao đổi ion hay nhựa trao đổi ion. Khi nhựa trao đổi ion bão hòa,
nó sẽ được tái sinh bằng dung dịch acid hoặc bazơ loãng. [7,11]
3.3. Hiện trạng sử dụng, thu hồi, xử lý, tái chế, tái sử dụng nhựa polystyrene và
các tác động của nó tới môi trường và sức khỏe con người.
Việc sử dụng và thải bỏ các đồ dùng nhựa có thành phần polystyrene (thường
được gọi là styrofoam) gây ra các tác động tiêu cực đến môi trường và sức khoẻ con
người. Những tác động này là mối quan tâm đáng kể, theo Cơ quan Sản xuất Môi
trường, styrofoam là nguồn chất thải nguy hại lớn thứ năm ở Hoa Kỳ. [9]
Polystyrene thường không được tái chế do tính chất nhẹ và chi phí kinh tế cao
để vận chuyển, dầu khí, chi phí chất tẩy, dầu mỡ. Vì vậy, chúng thường được xử lý
bằng cách chôn lấp. Năm 2006, khoảng 135 tấn phế thải polystyrene đã được xử lý
bằng cách chôn lấp ở Hồng Kông mỗi ngày. Các bao bì thực phẩm chứa polystyrene
không được chấp nhận trong thùng tái chế chất dẻo ở Hồng Kông vì nhiễm dầu mỡ
đồng thời cũng không có khả năng kinh tế để lưu trữ, vận chuyển, chất tẩy rửa và rửa
sạch nó trước khi tái chế. Trường học ở Hồng Kông sử dụng 30 triệu các hộp ăn trưa
mỗi năm và chỉ khoảng 17 % trong tổng số chúng được thu hồi. [2, 8, 10]
Tại Việt Nam ở các chợ Thành Công, chợ Hôm, chợ Đồng Xuân, … sản phẩm
dùng một lần được bày bán tràn lan với nhiều mẫu mã khác nhau. Những sản phẩm
này có giá khá rẻ: hộp đựng cơm, đồ ăn có giá 25.000 ÷ 30.000 đồng/100 chiếc, thìa,
4


Mẫu 04/ĐTCS

chén, đĩa có giá từ 200 ÷ 300 đồng/chiếc, ống hút nhựa giá 2.000 ÷ 3.000 đồng/túi 50
chiếc,… Hội Khoa học Kỹ thuật An toàn Thực phẩm Việt Nam nhận định, rất khó xác

định các cơ sở sản xuất dùng hóa chất gì để xử lý đũa, thìa, đĩa,… dùng một lần vì
những mặt hàng này không bị quản lý về chất lượng. Điều này rất nguy hiểm bởi để
giảm giá thành, các cơ sở có thể tùy tiện sử dụng các loại hóa chất độc hại, gây nguy
hiểm cho người sử dụng [2].
Về cơ bản, việc nghiên cứu sử dụng polystyrene để biến tính thành nhựa trao
đổi ion đã đươc nghiên cứu và đưa vào sản xuất từ lâu [3,7]. Tuy nhiên, tận dụng
nhựa thải polystyrene để biến tính nó trở thành một vật liệu xử lý môi trường thì lại
chưa có nhiều nghiên cứu. Trong các hướng nghiên cứu biến tính nhựa thải
polystyrene thành vật liệu trao đổi ion, quá trình sulfate đang là quá trình thu được
kết quả tốt nhất. Tuy nhiên, những nghiên cứu này chỉ tập trung vào nghiên cứu cấu
trúc vật liệu sau khi biến tính của nhựa thải polystyrene mà chưa tiến hành ứng dụng
vào xử lý môi trường [5].
Nghiên cứu này tập trung vào khả năng loại bỏ kim loại nặng trong nước bằng
nhựa trao đổi cation từ nhựa thải polystyrene biến tính bằng bằng axit sunfuric.
4. Cách tiếp cận và phƣơng pháp nghiên cứu
Đối tượng nghiên cứu là nhựa thải polystyrene - PSW là một đĩa nhựa dùng
một lần được sử dụng làm nguyên liệu để biến tính thành nhựa trao đổi ion.
4.1. Phương pháp nghiên cứu
4.1

Phương pháp iến t nh v t liệu

PSW (đĩa polystyrene dùng một lần) được thu thập, cắt và sàng thành các
mảnh nhựa nhỏ có kích thước 2 ÷ 4 mm. Đặc tính của vật liệu gốc và vật liệu sau khi
điều chế với điều kiện biến tính tối ưu được kiểm tra bằng phương pháp đo quang
phổ hồng ngoại biến đổi chuỗi (FTIR) và phương pháp kính hiển vi điện tử quét
(SEM). Khả năng trao đổi ion của vật liệu được đánh giá thông qua khả năng loại bỏ
ion crôm (III) trong nước, các mẫu dung dịch thu được sau xử lý được phân tích nồng
độ ion Cr

3+

bằng phương pháp Quang phổ phát xạ plasma (ICP – OES).

Đánh giá ảnh hưởng của thời gian lắc C6H12 đến hiệu quả xử lý Cr

3+

Cân 5g nhựa PSW và cho vào bình tam giác (250 mL). Sau đó, thêm 50 ml
dung môi cyclohexane và đưa bình tam giác vào máy lắc với tốc độ 200 vòng/phút
cho mười giá trị thời gian lắc khác nhau. Theo thứ tự thời gian từ 10 phút đến 100
phút, các mẫu khác nhau được ghi là PSW-S1, PSW-S2, PSW-S3, PSW-S4, PSW-S5,
PSW-S7 PSW-S8, PSW-S9, PSWS10.
Thêm 10 ml axit H2SO4 (độ tinh khiết H2SO4 95% ÷ 98%) và tiếp tục lắc trên
máy lắc ở nhiệt độ phòng trong 30 phút với tốc độ 200 vòng/phút. Sau thời gian lắc,
o

hạ nhiệt độ ở 4 C, tiến hành ngưng tụ sản phẩm phản ứng. Vật liệu biến tính ngưng tụ
ở đáy bình được gạn lọc ra khỏi bình.
5


Mẫu 04/ĐTCS

Vật liệu được rửa bằng nước cất để loại bỏ axit sunfuric dư cho đến khi pH đạt
khoảng 6 ÷ 7. Sau đó, vật liệu tiếp tục được ngâm và khuấy với NaCl 0,1M (1g vật
liệu/100 mL NaCl) trong 30 phút và lặp lại bước 5 này lần.
Vật liệu PSW sau biến tính được sấy khô ở 100 C trong 12 giờ và được gọi là
nhựa PSW-S. Vật liệu được cắt nhỏ thành các mảnh nhỏ có kích thước 1,5 đến 3 mm.
Sau đó, thu được 10 vật liệu trao đổi ion từ PSW tương ứng với mười giá trị thời gian

lắc khác nhau tại quá trình hòa tan C6H12.
Đánh giá ảnh hưởng của thời gian lắc H2SO4 đến hiệu quả xử lý Cr

3+

- Cân 5g vật liệu PSW và đưa vào bình tam giác (250 mL). Sau đó thêm 50
ml
dung môi cyclohexane bình tam giác và đặt vào máy lắc với tốc độ 200 vòng/phút.
Thời gian lắc C6H12 là thông số thu được được từ kết quả thí nghiệm trên.
Tiếp tục thêm 10 ml axit H2SO4 vào và lắc liên tục ở nhiệt độ phòng, tốc độ
200 vòng/phút. Thời gian lắc axit được khảo sát với 7 giá trị khác nhau, đánh dấu các
bình theo đúng thứ tự.
- Sau thời gian lắc, các bước tiếp theo được thực hiện tương tự như thí
nghiệm trên. Sau đó, thu được 7 vật liệu trao đổi từ nhựa thải PSW tương ứng với bảy
thời gian lắc H2SO4 khác nhau trong phản ứng sulfon hóa.
Đánh giá ảnh hưởng của tốc độ lắc H2SO4 đến hiệu quả xử lý Cr

3+

Các bước đầu tiên cũng được chuẩn bị tương tự như thí nghiệm trên. Tốc độ
lắc H2SO4 chia thành 5 tốc độ khác nhau. Sau quá trình lắc, các bước tiếp theo được
thực hiện tương tự theo các thí nghiệm trên. Sau đó, thu được 5 vật liệu trao đổi ion
biến tính từ PSW tương ứng với 5 tốc độ lắc H 2SO4 khác nhau trong phản ứng sulfon
hóa.
4.1.2 Đánh giá ảnh hưởng của điều kiện v n hành cột trao đến hiệu quả trao đổi ion
của nhựa iến t nh PSW
Các cột trao đổi ion là các ống thủy tinh có đường kính 20 mm, cao 30 cm,
được thiết kế phù hợp với dòng chảy ngược trong quá trình vận hành. Tốc độ dòng
chảy được điều chỉnh bằng một van Teflon, có thể khóa lại khi cần thiết. Vật liệu
được đệm bằng một lớp bông thủy tinh, để tránh vật liệu rơi xuống van điều chỉnh

gây tắc cột. Vật liệu biến tính PSW-S trong cột có kích thước 1,5 ÷ 3 mm. Dung dịch
chứa ion kim loại được cho vào bình chuyền có van điều chỉnh tốc độ ở dây chuyền
đặt ở vị trí cao hơn cột trao đổi.
Đánh giá ảnh hưởng của tốc độ dòng chảy đến hiệu quả xử lý Cr

3+

Chọn cột thủy tinh có đường kính 20 mm và chiều cao 30 cm để tiến hành thí
nghiệm trao đổi ion. Cân vật liệu PSW-S tương ứng với 10 cm chiều cao của vật liệu
trong cột.
Nồng độ dung dịch nhân tạo Cr3+ là 120 mg/L được đặt trong một bình chứa
6


Mẫu 04/ĐTCS

lớn. Các bình chứa được đặt cao hơn vị trí của cột trao đổi và được nối với nhau bởi
một ống dẫn.
Hiệu chỉnh van để đạt được tốc độ dòng 5 mL/phút, 10 ml/phút và 15 mL/phút
và mực nước trong cột luôn được giữ ổn định.
Bắt đầu lấy mẫu tại thời điểm 30 phút
Các mẫu được lấy trong 12 giờ và được sắp xếp theo thứ tự thời gian: 30 phút,
3+
1 giờ, 2 giờ, … và 12 giờ. Các mẫu đánh dấu chính xác. Nồng độ của Cr trong các
mẫu được xác định bằng phương pháp ICP-OES.
Đánh giá ảnh hưởng của chiều cao lớp vật liệu đến hiệu quả xử lý Cr

3+

Chọn cột thủy tinh có đường kính 20 mm và chiều cao 30 cm để tiến hành thí

nghiệm trao đổi ion. Cân vật liệu PSW-S tương ứng với chiều cao của vật liệu trong
cột.
Chiều cao vật liệu được khảo sát với 3 giá trị là 5 cm, 10 cm và 15 cm.
Hiệu chỉnh van để đạt được tốc độ dòng 10 ml/phút và mực nước trong cột
luôn được giữ ổn định.
Các bước tiếp theo được thực hiện tương tự như thí nghiệm "Đánh giá ảnh
3+

hưởng của tốc độ dòng chảy đến hiệu quả xử lý Cr .
Đánh giá ảnh hưởng của nồng độ Cr

3+

đầu vào đến hiệu quả xử lý Cr

3+

Dựa trên tốc độ dòng chảy tốt nhất và chiều cao phù hợp nhất của vật liệu,
được nghiên cứu và rút ra từ các thí nghiệm trên.
3+

Nồng độ Cr đầu vào được nghiên cứu tại 3 giá trị là 10 mg/L, 50 mg/L và
120 mg/L. Mẫu bắt đầu được lấy từ thời điểm 30 phút.
Các mẫu được lấy trong 12 giờ và được sắp xếp theo thứ tự thời gian: 30 phút,
3+
1 giờ, 2 giờ, … và 12 giờ. Các mẫu đánh dấu chính xác. Nồng độ của Cr trong các
mẫu được xác định bằng phương pháp ICP-OES.
4.2. Mô hình động học Yoone-Nelson và Thomas
Phương trình động học Thomas
Phương trình có dạng như sau:

Phương trình dạng tuyến tính:

Trong đó: m: khối lượng vật liệu trao đổi ion (g); q0: dung lượng trao đổi cực
7


Mẫu 04/ĐTCS

đại (mg/g); Q: tốc độ dòng chảy (ml/phút); V: lượng nước xử lý trong thời gian t (l);
KT: hằng số tốc độ Thomas (ml/phút/mg).
Xây dựng đồ thị biểu diễn sự phụ thuộc của ln [(C0/Ct) – 1] vào t (theo
phương trình 2.6), ta sẽ xác định được các hệ số trong phương trình 2.6.

Phương trình động học Yoon – Nelson
Phương trình Yoon-Nelson có dạng:

Dạng tuyến tính:

Trong đó:
Co, Ce: nồng độ đầu vào và đầu ra của dung dịch (mg/l); KYN: hệ số tốc độ
(phút/1); τ: thời gian cần thiết để cột trao đổi đạt 50 % bão hòa vật liệu (phút). Xây
dựng đồ thị biểu diễn sự phụ thuộc của ln [Ct/(C0 – Ct)] vào t (theo phương trình
2.8), ta sẽ xác định được các hệ số còn lại trong phương trình Yoon – Nelson.
4.3. Các phương pháp phân tích
Phương pháp đo quang phổ hồng ngoại biến đổi chuỗi (FTIR)
Fourier Transmittance Infrared (FTIR) là một trong những phương pháp lý
tưởng của quang phổ hồng ngoại được sử dụng để xác định và phân tích các hợp chất
hóa học của vật liệu. Một số bức xạ IR được hấp thụ bởi mẫu, trong khi đó, một số
bức xạ lại được truyền qua. Kết quả là sự trao đổi ion của phân tử đại diện bởi một

phương tiện quang phổ, tạo ra một peak phân tử của mẫu. Phổ FTIR được dựa trên sự
hấp thụ sóng điện từ do sự dao động của phân tử. Đỉnh hấp thụ tương tự như các tần
số của các biến thể giữa các liên kết của các nguyên tử tạo thành vật liệu. Bởi vì mỗi
vật liệu khác nhau là sự kết hợp của các nguyên tử khác nhau, không có hai hợp chất
nào tạo ra phổ hồng ngoại giống nhau. FTIR được áp dụng rộng rãi để phân tích định
tính, ngoài ra có thể phân tích định lượng trong các ngành nghiên cứu khoa học và
công nghệ ứng dụng.
Trong nghiên cứu này, nhóm chức năng của vật liệu trao đổi ion được ghi nhận
bằng cách sử dụng phương pháp FT-IR trên máy SHIMADZU (Nhật Bản) tại Bộ môn
Hóa vô cơ, Khoa Hóa, Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại học Quốc gia Hà
Nội.
Phương pháp kính hiển vi điện tử quét (SEM)
8


Mẫu 04/ĐTCS

Phương pháp kính hiển vi điện tử quét (SEM - Scanning Electron Microscopy)
Phương pháp SEM được sử dụng để xác định hình dạng và cấu trúc bề mặt của vật
liệu. Ưu điểm của phương pháp này là có thể thu được những bức ảnh lớp bề mặt vật
liệu chất lượng cao và không đòi hỏi phức tạp trong khâu chuẩn bị mẫu. Phương pháp
SEM đặc biệt hữu dụng, bởi nó cho độ phóng đại có thể thay đổi từ 10 đến 100.000
lần với hình ảnh rõ nét, hiển thị hai chiều phù hợp với việc phân tích hình dạng và
cấu trúc bề mặt.
Ảnh vi cấu trúc và hình thái học của vật liệu được chụp bằng kính hiển vi điện
tử hiển vi điện tử quét tại phòng thí nghiệm siêu cấu trúc, Viện Vệ Sinh Dịch Tễ
Trung Ương.
Quang phổ phát xạ plasma (ICP – OES)
OES: Optical Emission Spectroscopy hay (AES) phổ phát xạ nguyên tử.
Nguyên tố ở trạng thái cơ bản không có khả năng phát xạ năng lượng. Các loại nguồn

nguyên tử hóa và kích thích: ngọn lửa, lò (nhiệt 3000 ÷ 4000 oK), phóng điện
(plasma, hồ quang, tia điện, nhiệt 6000 ÷ 10000 oK).
ICP (Inductively Coupled Plasma) là kỹ thuật phân tích sử dụng để phát hiện
các vết nguyên tố trong các lĩnh vực môi trường, địa chất, khoáng sản,... Quang phổ
ICP thuộc loại quang phổ phát xạ sử dụng nguồn plasma cảm ứng cao tần (ICP) sinh
ra các nguyên tử / ion ở trạng thái kích thích để phát xạ sóng điện từ ở bước sóng đặc
trưng cho từng nguyên tố. ICP – OES có thể đáp ứng yêu cầu độ đúng và chính xác
của phân tích vết với 70 nguyên tố kể cả nguyên tố chịu nhiệt.
3+

Trong nghiên cứu này, để đo nồng độ của Cr trong nước trước và sau khi xử
lý đã được ghi nhận bằng cách sử dụng phương pháp ICP – OES.
5. Nội dung và kết quả nghiên cứu
3+
5.1. Ảnh hưởng của các điều kiện biến tính của vật liệu đến khả năng loại bỏ Cr
5

Ảnh hưởng của thời gian lắc C6H12

9


Mẫu 04/ĐTCS

Hình 5.1. Ảnh hưởng của thời gian hòa tan polystyrene trong C6H12 đến khả năng
loại bỏ Cr

3+

trong nước của vật liệu biến tính

Kết quả mối tương quan giữa thời gian lắc C6H12 và tổng dung lượng trao đổi
3+
ion được thể hiện trong Hình 5.1 trong đó nồng độ đầu ra Cr thể hiện khả năng trao
3+
đổi ion của từng mẫu vật liệu. Nồng độ đầu ra Cr càng thấp thì hiệu quả trao đổi
ion càng cao và ngược lại.
3+

Như đã thể hiện trên đồ thị, nồng độ Cr đầu ra của thời gian lắc C6H12 ở
mức thấp nhất là 70 phút với giá trị dao động từ 0 mg/L đến 78,25 mg/L sau 5 giờ
trao đổi ion. Sau một giờ trao đổi ion, mẫu PSW-S3 và PSW-S4 có trung bình nồng
3+

3+

độ Cr đầu ra cao nhất, khoảng 80,16 mg/L, trong khi PSW-S7 có nồng độ Cr đầu
ra thấp nhất là 37,56 mg/L và các mẫu còn lại là xấp xỉ với 63,12 mg/L, cao hơn 1,68
lần so với PSW-S7. Xu hướng này tiếp tục cho các giờ tiếp theo. Sau 4 giờ trao đổi
ion, tất cả các mẫu có các giá trị đầu ra Cr

3+

xấp xỉ bằng nhau.

Do đó, thời gian lắc C6H12 tối ưu để hòa tan PSW từ pha rắn sang pha lỏng
(huyền phù) là 70 phút và mẫu PSW-S7 được chọn để đại diện cho điều kiện thời
gian lắc C6H12 tối ưu.
5

2 Ảnh hưởng của thời gian lắc H2SO4

Thời gian lắc của dung dịch đồng nhất PSW với axit H 2SO4 đã được nghiên
cứu khi thay đổi về các khoảng thời gian lắc khác nhau (thời gian dao động từ 15 đến
105 phút) để nghiên cứu sự phụ thuộc của chất lượng vật liệu vào thời gian phản ứng
axit H2SO4. Các thí nghiệm với thời gian phản ứng từ 45 phút trở đi, các sản phẩm
không thể rửa sạch hết axit, do hỗn hợp tồn tại dưới dạng khối và độ pH rất thấp do
axit có trong sản phẩm rất khó để rửa sạch. Như vậy, hai giá trị 15 và 30 phút được
chọn là thời gian phản ứng thích hợp cho phản ứng sulfur hóa. Hình 5.2 cho thấy sự
thay đổi nồng độ Cr
hiệu quả xử lí Cr

3+

3+

theo thời gian trong thí nghiệm cột, được tiến hành để kiểm tra

sau khi biến tính. Hiệu suất loại bỏ Cr

3+

của PSW-S715 cao hơn
10


Mẫu 04/ĐTCS

PSW-S730 trong toàn thời gian thí nghiệm, với hiệu suất cao nhất lần lượt là 44,09%
và 39,68%. Do đó, 15 phút được chọn là thời gian tối ưu để sulfonate nhựa thải

polystyrene.

Hình 5.2. Ảnh hưởng của thời gian lắc H2SO4 đến khả năng loại bỏ Cr
nước của vật liệu biến tính
5

3+

trong

3 Ảnh hưởng của tốc độ lắc axit sulfuric

Quan sát hiện tượng phản ứng, kết quả cho thấy từ tốc độ lắc 150 vòng/phút
trở lên, dung dịch sau phản ứng tách thành 2 pha rõ rệt sau quá trình lắng. Khả năng
xử lý của vật liệu biến tính được kiểm tra bằng thí nghiệm cột. Hiệu quả xử lý Cr

3+

3+

của vật liệu PSW biến tính được thể hiện trong Hình 5.3. Hiệu suất loại bỏ Cr của
vật liệu PSW-S71525 là 39.96%, cao gấp đôi so với vật liệu PSW-S71510. Trong khi
đó, hiệu suất xử lý của vật liệu PSW-S71515 lại dao động không ổn định trong suốt
quá trình chạy cột. Ngược lại, khả năng xử lý của PSW-S71520 và PSW-S71530
giảm rất mạnh trong 1 giờ đầu. Tuy nhiên, từ khoảng 2h trở đi, cả 3 hệ thống xử lý lại
rất ổn định và cho hiệu suất xử lý khá tương đương nhau. Do đó, tốc độ lắc 200
vòng/phút được chọn làm tốc độ lắc tối ưu để biến tính vật liệu và đảm bảo an toàn
thí nghiệm.

11

Mẫu 04/ĐTCS

Hình 5.3. Ảnh hưởng của tốc độ lắc H2SO4 đến khả năng loại bỏ Cr
của vật liệu biến tính

3+

trong nước

5.2. Đặc điểm cấu trúc vật liệu
52

Đặc điểm hình thái ề mặt v t liệu

Ảnh chụp kính hiển vi điện tử cho kết quả hình thái học của bề mặt
polystyrene gốc (PSW) và polystyrene biến tính (PSW-S) ở Hình 5.4a và Hình 5.4b.
Bề mặt của vật liệu gốc rất mịn và sáng, hầu như không có lỗ hổng nào, với
mật độ cao, cản trở sự tiếp xúc giữa vật liệu và gốc ion. Cấu trúc bề mặt của PSW-S
gồm rất nhiều đơn vị nhựa có chiều dài 2-6 µm như các thanh, khối nhỏ. Các khối
nhỏ này được gắn, đan xen và xếp chồng lên nhau tạo thành các khối lớn hơn khiến
bề mặt của PSW-S cực kỳ khác biệt so với vật liệu thải chưa biến tính. Các bề mặt
PSW-S xốp có nhiều lỗ rỗng và khe hở, nguyên nhân có thể từ sự sulfon hóa của
polystyrene. Việc bổ sung - SO3H vào chất thải nhựa tạo nên hình thái bề mặt như
trên. Do đó, vật liệu có diện tích bề mặt lớn để tăng sự tiếp xúc giữa ion và vật liệu
3+

3+

Cr , giúp cải thiện hiệu quả xử lý Cr . Bề mặt vật liệu sau biến tính đã thay đổi.

Hình 3.4. Ảnh chụp bề mặt của a) Vật liệu Polystyrene thải chưa biến tính (PSW) và
b) Vật liệu polystyrene thải sau biến tính (PSW-S)
12


Mẫu 04/ĐTCS

3 2 2 Đặc điểm cấu trúc hóa học
Phổ FTIR của vật liệu trước và sau biến tính được thể hiện trên Hình 5.5a và
Hình 5.5b đã cho thấy PSW-S vẫn có tất cả các dao động đặc trưng của nhựa
polystyrene bao gồm liên kết C-H và C-C đặc trưng vòng thơm. Kết quả chụp FTIR
chỉ ra rằng quá trình biến tính không phá vỡ các liên kết đặc trưng của polystyrene.
Phổ FTIR của vật liệu biến tính PSW-S đồng thời cho thấy có một số peak mới
-1
xuất hiện như dao động O-H của nhóm -SO3H (dải hấp thụ ở 1375,25 cm ); dao
-1
động S=O của nhóm -SO3H (dải hấp thụ ở 1128,36 cm ); dao động C-S của nhóm R-1
-1
SO3H (dải hấp thụ ở 1029,99 cm và 572,86 cm ), tất cả đều chứng minh sự tồn tại
-1
của nhóm SO3H gắn lên trên polystyrene. Đặc biệt, peak 1125 cm thể hiện dao động
liên quan đến sự xuất hiện nhóm sulfonate (R-SO3-) ở vị trí thế para.
(a)

(b)

Hình 5.5. Phổ FTIR của a) Vật liệu Polystyrene thải chưa biến tính (PSW) và b)
Vật liệu polystyrene thải sau biến tính (PSW-S)

Kết quả của phổ FTIR cho thấy đã có phản ứng của H 2SO4 với nhựa
-

polystyrene để gắn gốc SO3 vào vị trí para của vòng thơm theo phản ứng như sau:
R-SO3H + NaCl → R-SO3Na + HCl

13


Mẫu 04/ĐTCS

5.3. Ảnh hưởng của các điều kiện trong quá trình vận hành thí nghiệm cột đến
khả năng xử lý Cr
53

3+

Ảnh hưởng của tốc độ dòng

Hình 5.6. Ảnh hưởng của tốc độ dòng đến khả năng xử lý Cr

3+

Hình 5.6 chỉ ra rằng tốc độ dòng càng cao thì hiệu suất xử lý càng thấp. Với
tốc độ dòng 5 ml/phút, hiệu suất xử lý giảm nhẹ khoảng 3,59% mỗi giờ trong suốt
khoảng thời gian sau 0,5 giờ đầu. Từ 3h trở đi, với tốc độ dòng 10 và 15 ml/phút,
hiệu suất giảm rất chậm (gần như không thay đổi sau 5h). Trong khi đó hiệu suất với
tốc độ dòng 5 ml/phút lớn hơn gần 2 lần so với 2 hệ còn lại.
Phương trình động học Thomas được áo dụng để so sánh kết quả hiệu suất trao
đổi ion trong cả 3 hệ. Bảng 5.1 chỉ rõ tốc độ dòng càng cao thì dung lượng trao đổi

ion cực đại càng thấp. Dung lượng trao đổi ion cực đại của tốc độ 15 ml/phút có giá
trị thấp nhất 6,63 mg/g, của tốc độ 10 ml/phút là 10,50 mg/g và nó đạt giá trị cao nhất
11,32 mg/g với tốc độ dòng 5 ml/phút.
Bảng 5.1. Dung lượng trao đổi ion cực đại theo tốc độ dòng
5mL/min

10mL/min

14


Mẫu 04/ĐTCS

15mL/min
Có thể nhận thấy, với tốc độ dòng thấp hơn, có đủ thời gian để thực hiện trao
đổi ion giữa vật liệu và trong dung dịch, nên khả năng loại bỏ Cr

3+

lớn hơn.

5 3 2 Ảnh hưởng của chiều cao lớp v t liệu trao đổi ion PSW-S
Ảnh hưởng của chiều cao lớp vật liệu được thực hiện với 3 chiều cao khác
nhau: 5 cm, 10 cm và 15 cm. Tốc độ dòng là 10 ml/phút, nồng độ dung dịch đầu vào
3+

là 120 mg/L được cố định. Khả năng xử lý Cr được thể hiện trong Hình 5.7. Hình
5.7 chỉ ra rằng hiệu suất xử lý cao nhất của 3 chiều cao 5 cm, 10 cm, 15 cm lần lượt
là 52,25%, 84,01% và 81,23%. Sau 6 tiếng chạy cột, hiệu suất xử lý giảm trung bình
0,85% ở cột 5cm; 2,9% đối với cột 10cm và 4.64% cho cột 15cm mỗi giờ. Như vậy,

chiều cao lớp vật liệu trao đổi ion là yếu tố ảnh hưởng đến hiệu suất loại bỏ crôm
trong quá trình trao đổi ion.

Hình 5.7. Ảnh hưởng của của chiều cao lớp vật liệu đến khả năng xử lý
Cr

3+

5 3 3 Ảnh hưởng của nồng độ Cr3+ đầu vào
3+

Thí nghiệm khảo sát ảnh hưởng của nồng độ Cr đầu vào được thực hiện với
3 nồng độ đầu vào khác nhau gồm: 10 mg/l, 50 mg/l and 120 mg/l. Tốc độ dòng 10
3+
ml/phút và chiều cao lớp vật liệu 10 cm được cố định. Khả năng xử lý Cr được thể
hiện trong Hình 5.8.

15


Mẫu 04/ĐTCS

Hình 5.8. Ảnh hưởng của của nồng độ Cr

3+

đầu vào

3+

Từ hình 5.8, có thể thấy rằng, hiệu suất xử lý Cr đạt kết quả rất tốt khi nồng
độ đầu vào là 10 mg/l. Trong trường hợp này, hiệu suất xử lý cao nhất đạt tới 92,22%
và duy tri ở mức trên 84% trong suốt 12 giờ. Với nồng độ đầu vào cao hơn, hiệu suất
xử lý giảm đáng kể theo thời gian. Để cải thiện hiệu suất, nghiên cứu khuyến khích
3+

sử dụng dòng vào có nồng độ Cr nhỏ hơn hoặc bằng 50 mg/l cho hệ xử lý sử dụng
vật liệu trao đổi ion biến tính PSW-S.
5.4. Phương trình động học Thomas and Yoon-Nelson
Dưới các điều kiện tối ưu, kết quả thí nghiệm chỉ ra rằng nhựa thải PS biến
tính là một vật liệu có khả năng trao đổi ion, cụ thể trong nghiên cứu này là trong
việc loại bỏ trong dung dịch. Để đánh giá chính xác dung dượng trao đổi cực đại của
vật liệu cũng như thời gian cần thiết để cột trao đổi đạt bão hòa 50% vật liệu, phương
trình động học Thomas and Yoon-Nelson đã được sử dụng.
Phương trình động học Thomas
Đường thẳng tuyến tính của phương trình Thomas cho thấy sự phụ thuộc của
ln(Ct/Co-1) vào thời gian được thể hiện trong Hình 5.9a. Hằng số K t và dung lượng
hấp phụ cực đại qo được tính toán và thể hiện trong Bảng 5.2. Dung lượng hấp phụ
2
cực đại với cột 20 mm là 18,97 mg/g. Giá trị R là 0,95 thể hiện kết quả thí nghiệm
cột là đúng với phương trình Thomas.
Phương trình động học Yoon-Nelson
Phương trình tuyến tính của mô hình động học Yoon-Nelson được thể hiện
trong Hình 5.9b. Các hằng số của phương trình và giá trị phương sai được thể hiện
2

trong Bảng 5.2. R có giá trị 0.95 chỉ ra kết quả thí nghiệm phù hợp với mô hình
Yoon-Nelson.

16

Mẫu 04/ĐTCS

Hình 3.9. a) Phương trình động học Thomas dạng tuyến tính của quá trình trao
đổi ion Cr3+ của PSW – S. b) Phương trình động học Yoone-Nelson dạng tuyến
tính của quá trình trao đổi ion Cr3+ của PSW – S

Bảng 3.2. Các thông số của mô hình động học Thomas and Yoon-Nelson trong thí
nghiệm cột trao đổi ion sử dụng vật liệu biến tính PSW-S
Mô hình động học

6.Đánh giá về kết quả nghiên cứu đạt đƣợc
Nghiên cứu này đã đạt được các mục tiêu ban đầu bao gồm: tìm ra được điều
kiện biến tính vật liệu. Theo đó, PSW đã được biến tính tại điều kiện tối ưu 70 phút
hòa tan trong cyclohexane, 15 phút cho quá trình sulfon hóa với tốc độ lắc 200
vòng/phút.
Kết quả SEM đã chứng minh tính khả thi của việc sử dụng nhựa polystyrene
làm vật liệu thô cho các vật liệu trao đổi ion. Hơn nữa, PSW-S có diện tích bề mặt
3+

lớn để tăng khả năng tiếp xúc giữa các ion và vật liệu Cr , cải thiện hiệu suất xử lí
17


Mẫu 04/ĐTCS
3+

Cr . Kết quả của phổ FTIR mô tả rằng PSW sau khi biến tính có chứa nhóm -SO3H.
3+

Quá trình trao đổi trên cột chỉ ra rằng hiệu quả xử lý Cr tỷ lệ nghịch với tốc
độ dòng chảy, tốc độ dòng chảy càng thấp, hiệu quả xử lý cao hơn và ngược lại. Bên
cạnh đó, hiệu quả của quá trình xử lý phụ thuộc vào chiều cao của vật liệu. Với sự
3+

ảnh hưởng của nồng độ ion Cr đầu vào, nồng độ đầu vào càng thấp, hiệu quả xử lý
càng cao cũng như vật liệu sử dụng càng lâu.
Mô hình động học Thomas của nhựa trao đổi ion biến đổi từ PSW có hệ số
2
tương quan R = 0,96. Do đó, dữ liệu cột trao đổi ion tuân theo theo mô hình động
học Thomas với hằng số KT là 0,000067 và dung lượng trao đổi tối đa là 18,98 mg/g.
2
Ngoài ra, dữ liệu cột trao đổi ion cũng theo mô hình Yoon - Nelson với R = 0,96 và
thời gian cần thiết để bão hòa 50% vật liệu trao đổi là 2492,5 phút.
7.Kết luận và kiến nghị
Kết quả từ nghiên cứu đã cung cấp thêm một vật liệu xử lý kim loại nặng
trong nước bằng cách tận dụng nhựa polystyrene thải (PSW), góp phần làm phong
phú thêm hoạt động nghiên cứu các giải pháp xử lý kim loại nặng trong nước.
Quá trình biến tính nhựa thải PS thành vật liệu trao đổi ion cần phải tiến hành
thêm các thí nghiệm khác. Những kết quả này chỉ là những bước đầu trong quá trình
nghiên cứu sự biến đổi của các vật liệu PSW. Cần tiến hành nhiều nghiên cứu hơn để
tìm ra những yếu tố khác tác động đến quá trình sulfo hóa nhựa thải PSW, cũng như
quá trình loại kim loại Cr

3+

trong nước khi sử dụng PSW-S

Nghiên cứu các yếu tố ảnh hưởng đến sự biến đổi của vật liệu như nhiệt độ,

chất xúc tác.
Nghiên cứu khả năng loại bỏ các kim loại nặng khác và sự canh tranh của
các cation trong nước bằng PSW-S.
- Nghiên cứu về khả năng tái sử dụng và tuổi thọ của vật liệu PSW-S.
- Nghiên cứu khả năng ứng dụng của vật liệu trên quy mô rộng.
Nghiên cứu những giải pháp cho các vấn đề môi trường gây ra bởi các sản
phẩm phụ trong quá trình biến đổi PSW.
8. Tài liệu tham khảo
[1] Hội bảo vệ thiên nhiên và môi trường Việt Nam (2013), “Tình trạng “ô nhiễm kim
loại nặng trong nước” ở Việt Nam, MTX.
[2] Nguyễn Linh (2014), “Đồ dùng một lần: Tiện 1 hại 10”, Chất lượng Việt Nam Online
(VietQ.vn) – Tổng cục tiêu chuẩn Đo lường Chất lượng – Bộ khoa học và Công nghệ.
[3] Trịnh Thị Thanh (2000), Độc học, Môi trường và Sức khỏe con người, NXB Đại học
Quốc gia Hà Nội.
[4] Alkorta I, Hernández-Allica Becerril JM, Amezaga I, Albizu I, Garbisu C. (2004),
Recent findings on the phytoremediation of soils contaminated with environmentally toxic
heavy metals and metalloids such as zinc, cadmium, lead, and arsenic, Rev Environ Sci
18


Mẫu 04/ĐTCS
Biotechnol 3, pp. 71-90.
[5] Bekri-Abbesa, Bayoudhb S and Bakloutic M (2008), “The removal of hardness of
water using sulfonated waste plastic”, Desanilation, Vol. 222, pp. 81 - 86.
[6] Fenglian Fu, Qi Wang (2011), “Removal of heavy metal ions from wastewaters: A
review”, Journal of Environmental Management 92, pp.407-418.
[7] Guillaume Darracq, Jean Baron and Michel Joyeux (2014), “Kinetic and isotherm
studies on perchlorate sorption by ion-exchange resins in drinking water treatment”,
Journal of Water Process Engineering, Elsevier, pp.2214-7144.
[8] Mulijani S, Dahlan K, and Wulanawati A (2014), “Sulfonated Polystyrene

Copolymerr: Synthesis, Charact gterization and Its Application of Membrane for Direct
Methanol Fuel Cell (DMFC)”, International Journal of Materials, Mechanics and
Manufacturing, Vol. 2, No. 1.
[9] Shahidul Islam Md, Tanaka M (2004), “Impacts of pollution on coastal and marine
ecosystems including coastal and marine fisheries and approach for management: a
review and synthesis”, Marine Pollution Bulletin 48, pp. 624-649.
[10] Tam N. F. Y, Wong Y. S (1995), “Spatial and Temporal Variations of Heavy Metal
Contamination in Sediments of a Mangrove Swamp in Hong Kong”, Marine Pollution
Bulletin, 31(4-12), pp.254-261.
[11] Robert H. P, Don W. G, James O. M (1999), “Adsorption and ion exchange”,
Perry’s Chemical engineers Hand ook, Chapter 16.
[12] Wan Ngah W.S, Hanafiah M.A.K.M (2008), “Removal of heavy metal ions from
wastewater by chemically modified plant wastes as adsorbents: A review”, Bioresource
Technology 99, pp. 3935 – 3948.

9.Tóm tắt kết quả (tiếng Việt và tiếng Anh)
9.1. Tiếng Việt
Trong những năm gần đây, chất thải nhựa nói chung và chất thải
polystyrene nói riêng đã trở thành vấn đề toàn cầu. Quá trình phân hủy chất thải
nhựa phải mất hàng trăm năm và gây ra sự tích tụ nhựa, ảnh hưởng nghiêm trọng
đến sinh vật, động vật hoang dã, môi trường và đặc biệt là sức khỏe con người.
Nhựa Polystyrene có khả năng được biến đổi thành vật liệu trao đổi ion để giải
quyết các vấn đề môi trường. Bên cạnh đó, việc loại bỏ kim loại nặng trong nước
cũng rất cấp bách. Nghiên cứu này tập trung vào tổng hợp các vật liệu trao đổi
cation bằng phản ứng đồng nhất để loại bỏ Cr

3+

khỏi dung dịch nước.

Kết quả thí nghiệm chỉ ra rằng 70 phút để hòa tan trong cyclohexane, 15
phút cho phản ứng sulfon hóa bằng axit sulfuric với tốc độ lắc 200 vòng/phút là
điều kiện tối ưu để biến đổi chất thải polystyrene thành nhựa trao đổi ion. Kính
hiển vi điện tử quét (SEM) cho thấy những thay đổi đáng kể trên bề mặt vật liệu
bị biến đổi và quang phổ hồng ngoại biến đổi Fourier (FTIR) đã chứng minh sự
hiện diện của các dải nhóm sunfonic. Các thí nghiệm trao đổi ion được thực hiện
với cột có đường kính 20 mm, chiều cao của vật liệu biến đổi đóng gói 10 cm, tốc
độ dòng nước đầu vào 10 ml/phút thu được công suất trao đổi tối đa 18,98
19


Mẫu 04/ĐTCS

mg/g thời gian cần thiết để đột phá hấp phụ 50% trong 2492,5 phút. Dữ liệu thực
nghiệm phù hợp với mô hình động học của Thomas và Yoon-Nelson.
9.2. Tiếng Anh
In recent years, plastic waste in general and polystyrene waste in particular
have become the global problems. The decomposition of plastic waste takes
hundreds of years to cause plastic accumulation, which seriously affected
organisms, wildlife, the environment, and especially human health. Polystyrene
resins have the potential to be modified into ion exchange materials to solve
environmental problems. Besides, removing heavy metals in water is also very
urgent. This research focuses on the synthesis of cationic exchange materials by
homogeneous reaction to remove Cr

3+

from aqueous solution.

The test results indicate that 70 minutes for dissolution in cyclohexane, 15

minutes for sulfonation reaction by sulfuric acid with a shaking speed of 200 rpm
were the optimal conditions to modified polystyrene waste into ion exchange
resin. Scanning electron microscope (SEM) showed significant surface changes
in the modified material and the Fourier-transform infrared spectroscopy (FTIR)
proved the presence of sulfonic group bands. Ion exchange experiments were
carried out with the column of 20 mm diameter, the height of packed modified
material of 10 cm, input water flow rate of 10 mL/min obtained maximum
exchange capacity of 18.98 mg/g the required time for 50% adsorbate
breakthrough of 2492.5 mins. The experimental data were consistent with
Thomas and Yoon-Nelson kinetic models.

20


Mẫu 04/ĐTCS
PHẦN III. SẢN PHẨM CỦA ĐỀ TÀI

1.Các công trình khoa học đã công bố:
Sản phẩm

TT

1

Công trình công bố trên tạp chí khoa học quốc tế theo hệ thống ISI/Scopus

2

Bài báo quốc tế không thuộc hệ thống ISI/Scopus

3 Bài báo trên các tạp chí khoa học chuyên ngành quốc gia
Pham Thi Hang Hai, Nguyen
Minh Phuong, Nguyen Linh
Chi, Pham Hoang Giang,
Nguyen Manh Khai, Pham Thi
Thuy, Study of copper removal
in water by ion exchange
material, Vietnam Journal of
Science and Technology 56
(2C) (2018) 50-55
Phạm Thị Thúy, Nguyễn Quốc
Hưng, Bart Vander Bruggen,
Nghiên cứu tổng hợp v t liệu
trao đổi ion từ nhựa thải ằng
phản ứng sulfo hóa dạng đồng
3+
thể, ứng dụng loại ỏ Cr trong
môi trường nước, Tạp chí khoa
học kỹ thuật 60 (10) (2018) 4649
4
Báo cáo khoa học đăng trong kỷ yếu hội nghị quốc tế
5

Báo cáo khoa học đăng trong kỷ yếu hội nghị quốc gia

6

Sản phẩm khác

- Đối với mỗi công trình công ố cần ghi rõ: Tên các tác giả; Tên công trình; Tên tạp ch , t p, số, năm,

trang (đối với ài áo), tên kỷ yếu hội nghị, nơi tổ chức, thời gian tổ chức (đối với áo cáo hội nghị);
- Các ấn phẩm khoa học chỉ được chấp nh n nếu có ghi nh n/cảm ơn tài trợ của Trường ĐHKHTN
và đã in hoặc có xác nh n được chấp nh n xuất ản
- Bản photocopy toàn văn các ấn phẩm cần đưa vào phần phụ lục các minh chứng của áo cáo

21


Mẫu 04/ĐTCS

2.Sản phẩm đào tạo:
TT

Họ và tên

Cử nhân
1 Nguyễn
Minh
Phương
Minh chứng trong phần phụ lục ằng ản photocopy trang
hoặc giấy chứng nh n nghiên cứu sinh/thạc sỹ nếu học viên đã ảo vệ thành công lu n án/ lu n văn

3. Các sản phẩm khác (phương pháp, quy trình công nghệ, phần mềm máy t nh,
thiết kế, sơ đồ,
móc,…)

4. Tổng hợp các sản phẩm đăng ký và đã hoàn thành của đề tài:

STT

1

Bài báo / báo cáo khoa học

2

Đào tạo / hỗ trợ đào tạo

3

Phương pháp, quy trình công nghệ, phần
mềm máy tính, bản vẽ thiết kế, sơ đồ,
bản đồ, cơ sở dữ liệu, báo cáo phân
tích,...

4

Sản phẩm công nghệ (model, maket, vật
liệu, thiết bị, máy móc)

5

Kết quả khác hoặc minh chứng áp dụng

PHẦN IV. TÌNH HÌNH SỬ DỤNG KINH PHÍ

STT
1

Hoạt động chuyên môn

2

Chi phí tàu xe, công tác phí

3

Chi điều tra, khảo sát thu thập số
liệu

4

Thuê trang thiết bị, mua vật tƣ, hóa
chất
Thuê trang thiết bị