Nghiên cứu xử lý arsenic trong nước bằng vật liệu carbon từ tính tổng hợp từ nguồn thải rơm rạ

Vật liệu carbon từ tính có khả năng xử lý hiệu quả nguồn nước ô nhiễm arsenic đã được tổng hợp thành công từ nguyên liệu ban đầu là: Nguồn thải rơm rạ, FeCl3, và KOH bằng phương pháp carbon hóa thủy nhiệt ở nhiệt độ thấp. Tính chất đặc trưng cà a sản phẩm được đánh giá bởi các phương pháp: XRD, SEM, EDX, FT-IR, BET và VSM. Quá trình hấp phụ ion arsenic trong dung dịch nước được khảo sát theo mô hình đẳng nhiệt Langmuir và Freundlich, mô hình động học biểu kiến bậc nhất và bậc hai.

USING RICE STRAW TO PREPARE MAGNETIC CARBON MATERIAL FOR ARSENIC REMOVAL Nguyen Ngoc Bich1,3* Nguyen Huu Nghi1 and Nguyen Đinh Thanh2,3 Dong Thap University Center for Chemical Analysis, Dong Thap University Institute of Applied Materials Science, Viet Nam Academy of Science and Technology Graduate University of Science and Technology, Viet Nam Academy of Science and Technology *Corresponding author: nnbich@dthu.edu.vn Abstract Magnetic carbon material has been successfully synthesized from rice straw, FeCl3 and KOH by hydrothermal carbonization method at low temperature Batch studies were conducted to examine the adsorption kinetics and adsorption capacity of magnetic carbon material (MC) for As(V) The obtained materials was characterized using XRD, SEM, EDX, FT-IR, BET and VSM The optimum pH for As(V) removal was found to be The pseudo-second order rate equation was found to describe better the kinetics of arsenic adsorption than The pseudo-first order Although the two models both describe the experimental data well, the isotherm data for As(V) removal fitted better with the Langmuir equation compared with the Freundlich model The sample had a high surface area, magnetic properties and removal of arsenic ion from aqueous solution, which promised to become a potential adsorbent Keywords: Hydrothermal carbonization, rice straw, removal of arsenic 256 NGHIÊN CỨU XỬ LÝ ARSENIC TRONG NƢỚC BẰNG VẬT LIỆU CARBON TỪ TÍNH TỔNG HỢP TỪ NGUỒN THẢI RƠM RẠ Nguyễn Ngọc Bích1,3*, Nguyễn Hữu Nghị1 Nguyễn Đình Thành2,3 Trung tâm Phân tích Hóa học, Trường Đại học Đồng Tháp Viện Khoa học Vật liệu Ứng dụng, Viện Hàn lâm Khoa học Công nghệ Việt Nam Học viện Khoa học Công nghệ, Viện Hàn lâm Khoa học Công nghệ Việt Nam *Tác giả liên hệ: nnbich@dthu.edu.vn Tóm tắt Vật liệu carbon từ tính có khả xử lý hiệu nguồn nước ô nhiễm arsenic tổng hợp thành công từ nguyên liệu ban đầu là: nguồn thải rơm rạ, FeCl3, KOH phương pháp carbon hóa thủy nhiệt nhiệt độ thấp Tính chất đặc trưng cà a sản phẩm đánh giá phương pháp: XRD, SEM, EDX, FT-IR, BET VSM Quá trình hấp phụ ion arsenic dung dịch nước khảo sát theo mơ hình đẳng nhiệt Langmuir Freundlich, mơ hình động học biểu kiến bậc bậc hai Kết cho thấy, vật liệu carbon từ tính có hiệu xử lý ion arsenic nước tốt, chi phí thấp, dễ thu hồi nguồn từ trường ngoài, hứa hẹn trở thành chất hấp phụ tiềm xử lý nguồn nước ô nhiễm arsenic Với nồng độ ban đầu 400 µg.L-1, hàm lượng arsenic nước sau xử lý thấp giới hạn cho phép nước uống (10 µg/L) theo quy định Tổ chức Y tế Thế giới (WHO) Từ khóa: Carbon hóa thủy nhiệt (HTC), Rơm rạ, Xử lý arsenic 257 Giới thiệu Arsenic chất cực độc chứng minh nhân tố gây nhiều bệnh nguy hiểm cho người toàn giới Ở Việt Nam, nguồn nước giếng khoan tỉnh đồng sông Hồng như: Hà Nam, Nam Định, Hà Tây, Hưng Yên, Hải Dương đồng sông Cửu Long như: An Giang, Đồng Tháp bị nhiễm arsenic cao, vượt xa giới hạn cho phép WHO 10 µg/L [Nguyen and Itoi, 2009] Hiện nay, có nhiều phương pháp để xử lý arsenic như: hấp phụ, kết tủa, trao đổi ion, lọc qua màng Mỗi phương pháp có ưu điểm hạn chế riêng nhìn chung chúng chưa thể đáp ứng u cầu, có chi phí vận hành bảo trì cao tạo lượng cặn lớn Do đó, việc sử dụng phụ phế phẩm nông nghiệp than gỗ, trấu, mùn cưa, vỏ chuối, vỏ cam, rơm, bùn thải bột, lông gà, chitosan,… làm chất hấp phụ giá rẻ, thân thiện với môi trường nghiên cứu rộng rãi để loại bỏ loại chất ô nhiễm khác [Asere et al, 2017, Besharati et al, 2019, Wang et al, 2015] Hơn nữa, việc từ hóa vật liệu chứa carbon có nguồn gốc biomass phương pháp thủy nhiệt phương pháp quan tâm nhiều sản phẩm có khả hấp phụ tốt, chi phí thấp dễ dàng loại bỏ khỏi dung dịch thiết bị tách từ [Ai et al, 2011, Guo et al, 2018, Liu et al, 2014, Tu et al, 2017] Rơm rạ loại lignocellulose chứa carbon dồi dào, rẻ tiền nước ta Giống với nguồn biomass khác, thành phần lignocellulose rơm rạ bao gồm cellulose, hemicellulose lignin [Rangabhashiyam and Balasubramanian, 2019] Trong ngành công nghiệp giấy, biomass thường xử lý kiềm trước để loại bỏ lignin Công đoạn thải lượng lớn dung dịch đen chứa thành phần lignin, nghiên cứu sử dụng làm nhiên liệu, sản xuất hóa chất vật liệu chứa carbon [Zhu et al, 2017] Trong báo này, tiến hành đồng thời carbon hóa từ hóa rơm rạ KOH FeCl3 phương pháp thủy nhiệt đánh giá khả hấp phụ As(V) nước vật liệu carbon từ tính thu Thực nghiệm 2.1 Nguyên liệu hóa chất Nguồn nguyên liệu rơm rạ lấy đồng ruộng huyện Cao Lãnh, tỉnh Đồng Tháp, Việt Nam Sau thu rửa sấy khô 105 oC 24 Rơm khơ sau nghiền mịn rây, với kích thước lỗ rây 250 μm Các hóa chất sử dụng thực nghiệm gồm: KOH, FeCl3.6H2O, NaOH HCl hãng Xilong, Trung Quốc Dung dịch gốc H3AsO4 nồng độ 1000 mg/l As hãng Merck, Đức 2.2 Điều chế carbon từ tính Đầu tiên, lấy 5g rơm (RS) trộn với 50 ml dung dịch KOH 5% Chuyển tồn hỗn hợp vào autoclave tích 100 ml đặt tủ sấy Quá trình thủy nhiệt thực nhiệt độ 120 oC Để nguội, lọc bỏ cặn thu dung dịch chiết xuất lignin hòa tan KOH Tiếp theo, nhỏ từ từ 20 ml dung dịch chứa 0,025 mol FeCl3 vào 50 ml dung chiết xuất khuấy Sau đó, chuyển tồn hỗn hợp vào autoclave tích 100 ml Q trình carbon hóa thủy nhiệt thực nhiệt độ 180 oC 14 Để nguội, lọc rửa kết tủa nhiều lần 258 nước cất đến đạt mơi trường trung tính Cuối cùng, sấy khơ 40 oC 12 thu vật liệu carbon từ tính (MC) 2.3 Phƣơng pháp đặc trƣng vật liệu Giản đồ nhiễu xạ tia X (XRD) mẫu MC ghi nhiễu xạ kế tia X D8 Advance - Bruker, với tia CuKα có λ = 0,154056 nm Ảnh hiển vi điện tử quét SEM chụp thiết bị S4800 - Hitachi ảnh TEM chụp thiết bị JEM1010 - JEOL Phổ tán sắc lượng tia X (EDX) mẫu bột MC ghi thiết bị JED-2300 Analysis Station Phổ FT-IR ghi thiết bị Tensor II - Bruker KBr Diện tích bề mặt riêng xác định cách chụp BET thiết bị Quantachrome NovaWin Độ từ hóa VSM đo thiết bị VSM 7307 - Lake Shore Nồng độ As(V) lại dịch lọc xác định thiết bị Thermo Scientific iCAP Q ICP-MS 2.4 Đánh giá hấp phụ 2.4.1 Thực nghiệm hấp phụ Cho 0,1 g MC vào 100 mL dung dịch chứa ion As(V) nồng độ pH xác định Khuấy trộn huyền phù lỏng hấp phụ đạt cân Vật liệu hấp phụ sau lọc tách đo nồng độ As(V) cịn lại dịch lọc Hiệu suất loại bỏ ion As(V), H(%) thời điểm t, tính theo phương trình (1) [Dallel et al, 2018] H%  (Co  Ct ) x100 Co (1) C0 (µg/L) nồng độ As(V) ban đầu, Ct (µg/L) nồng độ As(V) thời điểm t (phút) Dung lượng hấp phụ thời điểm t, qt (µg/g), tính theo phương trình (2) [Dallel, 2018] (C0  Ct )  V m qt = (2) V (L) thể tích dung dịch m (g) lượng chất hấp phụ Dung lượng hấp phụ cân bằng, qe (µg/g), tính tốn phương trình (3) [Dallel, 2018]: qe = (C0  Ce )  V m (3) Ce nồng độ ion As(V) cân 2.4.2 pH dung dịch ban đầu Thí nghiệm tiến hành cách cho 0,1 g chất hấp phụ vào 100 mL dung dịch chứa As(V) nồng độ 600 µg/L khuấy trộn 120 phút pH dung dịch chứa ion kim loại thay đổi (bằng dung dịch HCl 0,1 M NaOH 0,1 M) giá trị khác nhau: 3; 5; 2.4.3 Thời gian tiếp xúc động học hấp phụ Thời gian cân cho hấp phụ As(V) xác định thông qua nghiên cứu động học khoảng thời gian từ - 150 phút điều kiện sau: nồng độ ban đầu 400; 600 800 µg/L; pH dung dịch = 5; trình hấp phụ giữ đẳng nhiệt 30 oC Hai mơ hình động học biểu kiến bậc một/bậc hai sử dụng để hiểu thêm 259 đặc tính trình hấp phụ cho theo phương trình (4) (5) sau [Shahawy and Heikal, 2018]: ln(qe  qt ) = lnqe  k1t (4) t t   qt qe k2 qe2 (5) đó, qe (µg/g) qt (µg/g) dung lượng hấp phụ thời điểm cân thời điểm t, k1 số tốc độ biểu kiến bậc (phút-1) k2 số tốc độ biểu kiến bậc hai (g/(µg.phút)) 2.4.5 Nồng độ As(V) ban đầu đẳng nhiệt hấp phụ Quy trình thực nghiệm khảo sát đẳng nhiệt hấp phụ tương tự quy trình thực nghiệm khảo sát động học hấp phụ Sau khoảng thời gian 120 phút tiếp xúc ion kim loại (nồng độ thay đổi từ 400 – 1200 µg/L) bột MC, dịch lỏng tách đo lại nồng tương tự Hai mơ hình đẳng nhiệt hấp phụ Langmuir Freundlich sử dụng để phân tích liệu hấp phụ cân Đường đẳng nhiệt Langmuir mơ tả phương trình (6) sau[Hanh et al, 2019]: 1   qe qm qm K L Ce (6) Ce (µg/L) nồng độ cân As(V) dung dịch; qmax (µg/g) dung lượng hấp phụ cực đại đơn lớp chất hấp phụ; KL (L/µg) số Langmuir liên quan đến lượng hấp phụ Hơn nữa, dạng đường đẳng nhiệt biểu thị dạng hệ số tách RL, đưa phương trình (7) sau [Hanh, 2019] : RL = 1  K L C0 (7) giá trị RL cho thấy hấp phụ thuận lợi < RL < 1, không thuận lợi RL > 1, tuyến tính RL = thuận nghịch RL = Mơ hình đẳng nhiệt Freundlich cho phương trình (8) sau [Hanh, 2019]: lg qe  lg K F  (1 / nF ) lg Ce (8) KF (µg/g.(L/µg)1/n) n số Freundlich liên quan tương ứng đến dung lượng hấp phụ cường độ hấp phụ Độ lớn n cho biết mức độ thuận lợi trình n > thể hấp phụ thuận lợi Kết thảo luận 3.1 Một số đặc trƣng vật liệu Giản đồ XRD mẫu MC (hình 1) cho thấy xuất pic đặc trưng pha sắt oxide có từ tính magnetile Fe3O4 (2θ = 30,6; 33,6; 35,8; 43,5o) maghemite γ-Fe2O3 (2θ = 35,8; 53,0o) Kết phù hợp với số cơng trình nghiên cứu trước [Ai, 2011, Guo, 2018, Liu, 2014, Tu, 2017] Như vậy, 260 trình xử lý nhiệt, ion Fe3+ thêm vào bị khử phần thành ion Fe2+ tiếp tục chuyển đổi thành Fe3O4 [Ai, 2011] Hình 1: Giản đồ XRD mẫu MC Hình 2: Phổ EDX thành phần nguyên tố mẫu MC Phổ chụp EDX mẫu MC hình cho thấy, vật liệu carbon từ tính điều chế có thành phần gồm ngun tố C (21,71% khối lượng), O (49,39% khối lượng), Fe (21,18% khối lượng) có lẫn ngun tố Si (7,73% khối lượng) Điều nguồn rơm ban đầu có chứa nguyên tố 40 MC Độ từ hóa (emu/g) 592.2 449.2 471.4 1020.0 1097.3 786.1 1407.7 1624.2 1638.6 1423.9 1381.6 1321.9 2926.6 2919.7 3040.2 RS 3423.8 Độ truyền qua (%) 30 20 10 -10 -20 -30 4000 3500 3000 2500 2000 1500 1000 -40 500 -15000 Số sóng (cm-1) Hình 3: Phổ FT-IR mẫu RS MC -10000 -5000 5000 10000 15000 Từ trường (Oe) Hình 4: Đƣờng cong từ hóa khả thu hồi nam châm mẫu MC Phổ FT-IR hai mẫu RS MC đưa hình Từ hình cho thấy, mẫu RS xuất dải hấp thụ 1423,9; 1381,6 1321,9 cm-1 vùng dấu vân tay thành phần rơm rạ tương ứng lignin (dao động biến dạng -OCH3), cellulose (dao động biến dạng -CH), hemicellulose (dao động hóa trị C-O) [Tu, 2017] Trong đó, phổ FT-IR mẫu MC có pic 1407,7 cm-1 đặc trưng khống lignin, chứng tỏ dung dịch nước đen chứa thành phần lignin Ngồi ra, đường cong FT-IR mẫu MC quan sát thấy có pic xuất số sóng 592,2 cm-1 Theo cơng trình [Dai et al, 2017, Guo, 2018, Liu, 2014, Tu, 2017], đặc trưng dao động hóa trị Fe-O, chứng tỏ có hình thành pha sắt oxide Các vùng dao động lại ghi nhận hai đường cong phổ pic đặc trưng vật liệu nguồn gốc biomass gồm 3423-3440 cm-1 (dao động hóa trị OH), 2919-2926 cm-1 (dao động hóa trị -CH3), 1624-1638 cm-1 (dao động hóa trị C=O), 1020-1097 cm-1 (dao động hóa trị Si-O-Si) 471-449 cm-1 (dao động hóa trị Si-O) [Guo, 2018, Rattanachueskul et al, 2017, Tu, 2017, Wu et al, 2014] 261 Đường cong từ mẫu MC hình cho thấy độ từ hóa đạt khoảng 33 emu/g, tương đương với số báo cáo [Bao et al, 2014, Tu, 2017, Zhang et al, 2013] Điều cho thấy vật liệu carbon từ tính MC thu hồi sau hấp phụ cách sử dụng từ trường Ảnh TEM SEM mẫu MC đưa hình Từ ảnh TEM nhận thấy, mẫu MC thu gồm hạt sắt oxide có kích thước khoảng 100200 nm, bao phủ lớp than bên Kết hợp kết từ ảnh SEM thấy sản phẩm than từ có cấu trúc tương đối xốp, phù hợp với diện tích bề mặt riêng BET vật liệu xác định 171 m2/g Kết BET cao so với số cơng trình cơng bố [Bao, 2014, Wu, 2014] Đây đặc điểm quan trọng giúp cho vật liệu than từ tính có đặc tính hấp phụ tốt Hình 5: Ảnh TEM (trái) SEM (phải) mẫu MC 3.2 Kết khảo sát hấp phụ 3.2.1 Ảnh hưởng pH đến hấp phụ Độ pH dung dịch ảnh hưởng lớn đến trình hấp phụ xác định điện tích bề mặt chất hấp phụ trạng thái chất bị hấp phụ dung dịch Ảnh hưởng pH (3, 5, 9) hấp phụ As(V) MC nghiên cứu, kết trình bày hình 100 89.61 Dung lượng hấp phụ (g/g) Hiệu suất hấp phụ, % 600 93.65 92.01 81.92 80 60 40 500 400 300 200 As 400 µg/L As 600 µg/L As 800 µg/L 100 20 10 30 60 90 120 150 Thời gian hấp phụ (phút) pH dung dịch Hình Ảnh hƣởng pH dung dịch đến hiệu suất hấp phụ As(V) MC 262 Hình Ảnh hƣởng thời gian tiếp xúc đến dung lƣợng hấp phụ As(V) Hình cho thấy, hiệu suất hấp phụ As(V) tăng nhẹ từ 92,01% đến 93,65% tăng giá trị pH từ đến Hiệu suất hấp phụ As(V) giảm tăng pH > tương ứng với giá trị 89,61% 81,92% pH pH Theo cơng trình [Sharma et al, 2010, Yao et al, 2014], kết môi trường acid, hạt sắt tồn dạng Fe(OH)2+ As(V) tồn dạng H2AsO4-, tương tác hút bề mặt MC tích điện dương với anion H2AsO4-, dẫn đến hiệu hấp phụ cao đạt giá trị cực đại pH Trong đó, môi trường kiềm, hạt sắt tồn dạng Fe(OH)4- As(V) tồn dạng HAsO42- AsO43- Lúc này, bề mặt MC lẫn As(V) tích điện âm làm cản trở trình hấp phụ nên hiệu suất loại bỏ giảm dần pH > Do đó, q trình nghiên cứu chúng tơi lựa chọn pH = điều kiện thích hợp để tiến hành khảo sát 3.2.2 Ảnh hưởng thời gian tiếp xúc động học hấp phụ Ảnh hưởng thời gian tiếp xúc đến dung lượng hấp phụ As(V) MC nồng độ khác nhau: 400; 600 800 µg/L khoảng thời gian thay đổi từ - 150 phút thể hình Kết cho thấy, hiệu suất hấp phụ diễn nhanh mạnh khoảng 15 phút đầu, hấp phụ sau trở nên chậm gần đạt cân sau khoảng 90 phút tiếp xúc Hiện tượng giải thích thực tế lượng lớn vị trí hấp phụ cịn trống có sẵn cho hấp phụ As giai đoạn đầu vị trí hấp phụ sau trở nên bão hịa, có tương tác đẩy ion bị hấp phụ bề mặt ion lại dung dịch [Mostafapour et al, 2013, Yao, 2014] Để đảm bảo cân hấp phụ thiết lập hồn tồn, chúng tơi chọn thời gian tiếp xúc tối ưu 120 phút giữ cố định cho thí nghiệm a) As 400 ppb As 600 ppb As 800 ppb Linear fit (As 400 ppb) Linear fit (As 600 ppb) Linear fit (As 800 ppb) b) 0.35 -2 -4 As 800 ppb y = - 0.0577x + 6.8092 R2 = 0.9556 0.25 t/qt ln(qe-qt) As 600 ppb y = 0.0016x + 0.0194 R2 = 0.998 0.30 As 800 ppb y = 0.0015x + 0.0191 R2 = 0.9984 0.40 As 600 ppb y = - 0.0631x + 6.8150 R2 = 0.9501 As 400 ppb y = 0.0023x + 0.231 R2 = 0.9982 0.20 0.15 0.10 As 400 ppb y = - 0.0750x + 6.6594 R2 = 0.9437 As 400 ppb As 600 ppb As 800 ppb 0.05 Linear fit (As 400 ppb) Linear fit (As 600 ppb) Linear fit (As 800 ppb) 0.00 30 60 90 120 Thời gian hấp phụ, phút 30 60 90 120 150 Thời gian hấp phụ, phút Hình Mơ hình động học biểu kiến bậc (a) bậc hai (b) trình hấp phụ ion As(V) vật liệu carbon từ tính MC 263 Bảng Các thơng số cho động học hấp phụ As(V) MC Mơ hình động học bậc C0 Mơ hình động học bậc qe,exp (µg/L) (µg/g) k1 qe,cal -1 k2 R2 -3 qe,cal -1 (10 g.( µg.phút) ) (µg/g) R2 (phút ) (µg.g) 400 394,78 0,0750 783,37 0,9437 0,229 434,78 0,9982 600 562,30 0,0631 915,35 0,9501 0,132 625,00 0,9980 800 613,20 0,0577 910,05 0,9556 0,119 666,67 0,9984 Các mơ hình động học biểu kiến bậc động học biểu kiến bậc hai khớp với liệu động học hấp phụ As(V) MC trình bày hình Các thông số động học, hệ số tương quan (R2) xác định từ hai mơ hình liệt kê bảng Kết cho thấy hồi quy tuyến tính hấp phụ As(V) MC theo mơ hình động học biểu kiến bậc hai phù hợp tốt với liệu thực nghiệm Các giá trị R2 theo mơ hình động học biểu kiến bậc hai nồng độ cao so với R2 tính tốn theo mơ hình động học biểu kiến bậc Hơn nữa, phù hợp giá trị qe,cal tính tốn từ mơ hình giá trị qe,exp theo thực nghiệm cho thấy mơ hình động học biểu kiến bậc hai có liệu động học phù hợp tốt so với mơ hình động học biểu kiến bậc Động học hấp phụ As(V) MC phù hợp tốt với mơ hình động học biểu kiến bậc hai so với mơ hình động học biểu kiến bậc báo cáo nghiên cứu [Hanh, 2019, Yao, 2014] Sự phù hợp với mơ hình động học biểu kiến bậc hai cho thấy tốc độ hấp phụ phụ thuộc nhiều vào sẵn có vị trí hấp phụ bề mặt vật liệu nồng độ ion As(V) dung dịch Hệ số tốc độ k2 mơ hình động học biểu kiến bậc hai có xu hướng giảm tăng nồng độ ion As(V) ban đầu Điều có cạnh tranh lớn vị trí hấp phụ ion As(V) nồng độ ban đầu cao 3.2.3 Ảnh hưởng nồng độ As(V) ban đầu đẳng nhiệt hấp phụ Kết khảo sát yếu tố ảnh hưởng nồng độ As(V) ban đầu đến khả hấp phụ MC trình bày hình Từ hình cho thấy, dung lượng hấp phụ As(V) MC tăng mạnh khoảng nồng độ từ 400 - 600 µg/L Nếu tiếp tục tăng nồng độ ion kim loại > 600 µg/L, dung lượng hấp phụ có tăng mức độ thay đổi không đáng kể Dung lượng hấp phụ As(V) đạt giá trị lớn 647,10 µg/L nồng độ đầu 1200 µg/L Sự gia tăng dung lượng hấp phụ nồng độ As(V) cao tạo điều kiện cho tất tâm hấp phụ có sẵn bề mặt tham gia vào hoạt động hấp phụ, lực truyền khối lớn tăng số lượng va chạm As(V) MC [Asere, 2017, Mostafapour, 2013] 264 700 Hiệu suất hấp phụ, % 650 90 600 550 80 500 70 H% qe 450 60 400 50 Dung lượng hấp phụ, g.g-1 100 350 400 600 800 1000 1200 Nồng độ dung dịch As, g.L-1 Hình Ảnh hƣởng nồng độ As(V) ban đầu đến dung lƣợng hấp phụ hiệu suất hấp phụ As MC Đồng thời, hình cho thấy hiệu suất hấp phụ As(V) MC giảm từ 98,69% đến 53,93% tăng nồng độ As(V) ban đầu tương ứng từ 400 đến 1200 µg/L Việc giảm hiệu suất hấp phụ số lượng tâm hoạt động có sẵn bề mặt MC giảm với gia tăng nồng độ As(V) ban đầu [Asere, 2017, Mostafapour, 2013] Điều quan trọng nồng độ As(V) ban đầu 400 µg/L, với hiệu suất loại bỏ 98,69%, nồng độ As(V) cịn lại sau q trình hấp phụ 5,25 µg/L Như vậy, với nồng độ ban đầu 400 µg/L, hàm lượng arsenic nước sau xử lý thấp giới hạn cho phép nước uống (10 µg/L) theo quy định Tổ chức Y tế Thế giới (WHO) 2.85 0.0026 Freundlich Langmuir 2.80 0.0024 2.75 lgqe 1/qe 0.0022 0.0020 0.0018 2.70 2.65 y = 0.1032x + 2.5464 y = 0.005x + 0.0016 0.0016 R = 0.9885 0.0014 0.00 0.05 0.10 0.15 R2 = 0.9173 2.60 0.5 0.20 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 lgCe 1/Ce Hình 10 a) Đƣờng đẳng nhiệt Langmuir; b) Đƣờng đẳng nhiệt Freundlich cho hấp phụ As(V) vật liệu carbon từ tính 265 Bảng Các thơng số đẳng nhiệt cho hấp phụ As(V) MC Mơ hình Langmuir Mơ hình Freundlich qe,exp (µg/g) 552,9 qmax KL (µg/g) (L/µg) 625,0 0,32 RL R2 KF (µg/g.(L/µg)1/n) 0,0026 0,9885 351,88 nF R2 9,69 0,9173 Các mơ hình hấp phụ đẳng nhiệt Langmuir Freundlich sử dụng để đánh giá liệu cân hấp phụ Kết mô tả hình liệu thực nghiệm thu được tóm tắt bảng Từ hình 10 bảng nhận thấy, hai đường đẳng nhiệt Langmuir Freundlich có hệ số tương quan R2 lớn, tương ứng 0,9885 0,9173, chứng tỏ hai mơ hình phù hợp với trình hấp phụ đẳng nhiệt As(V) MC Tuy nhiên, mơ hình Langmuir phù hợp so với đường đẳng nhiệt Freundlich, với hệ số tương quan R2 cao Giá trị nF = 9,69 lớn RL = 0,0026 nằm khoảng từ 1, chứng tỏ hấp phụ As(V) MC diễn thuận lợi Kết phù hợp với số cơng trình nghiên cứu động học hấp phụ As(V) vật liệu có nguồn gốc biomass [Chen et al, 2007, Hanh, 2019, Wang, 2015] Bảng So sánh dung lượng hấp phụ As(V) MC với số chất hấp phụ khác Chất hấp phụ Dung lượng hấp phụ cực đại (qmax, µg/g) Tài liệu tham khảo Carbon từ tính 625 Nghiên cứu Biochar gỗ tùng 265 [Wang, 2015] Biochar từ tính 429 [Wang, 2015] Chitosan 710 [Asere, 2017] Từ so sánh giá trị qmax với chất hấp phụ báo cáo khác (liệt kê bảng 3), thấy hiệu hấp phụ vật liệu carbon từ tính có nguồn gốc từ rơm rạ nghiên cứu tương đương có phần tốt so với số chất hấp phụ từ nguồn biomass khác Như vậy, phương pháp điều chế đơn giản nguyên liệu rẻ tiền, điều chế vật liệu carbon từ tính hấp phụ As(V) tốt, dễ thu hồi từ trường ngoài, hứa hẹn dòng vật liệu hiệu kinh tế cao xử lý môi trường nước ô nhiễm Kết luận Đã điều chế thành công vật liệu carbon từ tính đánh giá khả hấp phụ xử lý As(V) dung dịch nước Sản phẩm có diện tích bề mặt riêng độ từ hóa cao Phân tích mơ hình động học cho hấp phụ As(V) liệu thực nghiệm mơ tả tốt mơ hình động học biểu kiến bậc hai Đánh giá đẳng nhiệt hấp phụ cho thấy cân hấp phụ As(V) phù hợp với mơ hình Langmuir 266 Freundlich Dung lượng hấp phụ cực đại tính tốn 625 µg/g Ngồi ra, nghiên cứu cho thấy pH dung dịch có ảnh hưởng mạnh đến hiệu hấp phụ pH = thích hợp cho hấp phụ Tại giá trị pH này, với nồng độ ban đầu 400 µg/L, hàm lượng As(V) nước sau xử lý thấp giới hạn arsenic cho phép nước uống theo quy định WHO Kết cho thấy vật liệu hấp phụ carbon từ tính sở phế phẩm nơng nghiệp rơm rạ có tiềm ứng dụng xử lý nước ô nhiễm arsenic Tài liệu tham khảo Ai, L., Zhang, C., Liao, F., Wang, Y., Li, M., Meng, L and Jiang, J (2011) "Removal of methylene blue from aqueous solution with magnetite loaded multi-wall carbon nanotube: kinetic, isotherm and mechanism analysis" J Hazard Mater, 198, 282-90 Asere, T G., Mincke, S., De Clercq, J., Verbeken, K., Tessema, D A., Fufa, F., Stevens, C V and Du Laing, G (2017) "Removal of Arsenic (V) from Aqueous Solutions Using Chitosan-Red Scoria and Chitosan-Pumice Blends" Int J Environ Res Public Health, 14(8) Bao, X., Qiang, Z., Chang, J., Ben, W and Qu, J (2014) "Synthesis of carboncoated magnetic nanocomposite (Fe 3O4@C) and its application for sulfonamide antibiotics removal from water" Journal of Environmental Sciences, 26(5), 962-969 Besharati, N., Alizadeh, N and Shariati, S (2019) "Removal of cationic dye methylene blue (MB) from aqueous solution by Coffee and Peanut husk Modified with Magnetite Iron Oxide Nanoparticles" Journal of the Mexican Chemical Society, 62(3) Chen, W., Parette, R., Zou, J., Cannon, F S and Dempsey, B A (2007) "Arsenic removal by iron-modified activated carbon" Water Res, 41(9), 1851-8 Dai, K., Wang, F., Jiang, W., Chen, Y., Mao, J and Bao, J (2017) "Magnetic Carbon Microspheres as a Reusable Adsorbent for Sulfonamide Removal from Water" Nanoscale Res Lett, 12(1), p 528 Dallel, R., Kesraoui, A and Mongi, S (2018) "Biosorption of cationic dye onto Phragmites australis fibers: Characterization and mechanism" Journal of environmental chemical 6(6), 7247-7256 Guo, W., Wang, S., Wang, Y., Lu, S and Gao, Y (2018) "Sorptive removal of phenanthrene from aqueous solutions using magnetic and non-magnetic rice husk-derived biochars" R Soc Open Sci, 5(5), p 172382 Hanh, N T., Huong, P T., Tham, N H T, Nguyen, N T, Nguyen, M V, Dinh, T T., Nguyen, M P., Do, T Q, Phuong, T., Hoang, T T., Mai, H T T and Tran, T V H (2019) "Synthesis of Iron-Modified Biochar Derived from Rice Straw and Its Application to Arsenic Removal" Journal of Chemistry 2019 https://doi.org/10.1155/2019/5295610 267 Liu, Y., Zhu, X., Qian, F., Zhang, S and Chen, J (2014) "Magnetic activated carbon prepared from rice straw-derived hydrochar for triclosan removal" RSC Adv., 4(109), 63620-63626 Mostafapour, F K., Bazrafshan, E., Farzadkia, M and Amini, S (2013) "Arsenic Removal from Aqueous Solutions bySalvadora persicaStem Ash" Journal of Chemistry, 2013, 1-8 Nguyen, K P and Itoi, R (2009) "Source and release mechanism of arsenic in aquifers of the Mekong Delta, Vietnam" J Contam Hydrol, 103(1-2), 58-69 Rangabhashiyam, S and Balasubramanian, P (2019) "The potential of lignocellulosic biomass precursors for biochar production: Performance, mechanism and wastewater application—A review" Industrial Crops and Products, 128, 405423 Rattanachueskul, N., Saning, A., Kaowphong, S., Chumha, N and Chuenchom, L (2017) "Magnetic carbon composites with a hierarchical structure for adsorption of tetracycline, prepared from sugarcane bagasse via hydrothermal carbonization coupled with simple heat treatment process" Bioresour Technol, 226, 164-172 Shahawy, A E and Heikal, G (2018) "Regression, kinetics and isotherm models for biosorption of organic pollutants, suspended and dissolved solids by environmentally friendly and economical dried Phragmites australis" RSC Advances, 8(71), 40511-40528 Sharma, A., Verma, N., Sharma, A., Deva, D and Sankararamakrishnan, N (2010) "Iron doped phenolic resin based activated carbon micro and nanoparticles by milling: synthesis, characterization and application in arsenic removal" Chemical engineering science, 65(11), 3591-3601 Tu, Y., Peng, Z., Xu, P., Lin, H, Wu, X, Yang, L and Huang, J (2017) "Characterization and Application of Magnetic Biochars from Corn Stalk by Pyrolysis and Hydrothermal Treatment" BioResources, 12(1), 1077 - 1089 Wang, S., Gao, B., Zimmerman, A R., Li, Y., Ma, L., Harris, W G and Migliaccio, K W (2015) "Removal of arsenic by magnetic biochar prepared from pinewood and natural hematite" Bioresour Technol, 175, 391-5 Wu, R., Liu, J., Zhao, L., Zhang, X., Xie, J., Yu, B., Ma, X., Yang, S., Wang, H and Liu, Y (2014) "Hydrothermal preparation of magnetic Fe3O4@C nanoparticles for dye adsorption" Journal of Environmental Chemical Engineering, 2(2), 907-913 Yao, Shuhua, Liu, Ziru, Shi, Zhongliang %J Journal of Environmental Health Science and Engineering (2014) "Arsenic removal from aqueous solutions by adsorption onto iron oxide/activated carbon magnetic composite", 12(1), p 58 Zhang, C., Wang, H., Liu, F., Wang, L and He, H (2013) "Magnetic core–shell Fe3O4@C-SO3H nanoparticle catalyst for hydrolysis of cellulose" Cellulose, 20(1), 127-134 Zhu, L., Shen, F., Smith, R L., Yan, L., Li, L and Qi, X (2017) "Black liquorderived porous carbons from rice straw for high-performance supercapacitors" Chemical Engineering Journal, 316, 770-777 268 ...NGHIÊN CỨU XỬ LÝ ARSENIC TRONG NƢỚC BẰNG VẬT LIỆU CARBON TỪ TÍNH TỔNG HỢP TỪ NGUỒN THẢI RƠM RẠ Nguyễn Ngọc Bích1,3*, Nguyễn Hữu Nghị1 Nguyễn Đình... carbon từ tính có khả xử lý hiệu nguồn nước nhiễm arsenic tổng hợp thành công từ nguyên liệu ban đầu là: nguồn thải rơm rạ, FeCl3, KOH phương pháp carbon hóa thủy nhiệt nhiệt độ thấp Tính chất... vật liệu carbon từ tính hấp phụ As(V) tốt, dễ thu hồi từ trường ngồi, hứa hẹn dịng vật liệu hiệu kinh tế cao xử lý môi trường nước ô nhiễm Kết luận Đã điều chế thành cơng vật liệu carbon từ tính