01050000334

Optimized sequential extraction arsenic in sediment and Application for evaluating mobilization of arsenic from sediment into groundwater Nguyen Thi Thu Trang Hanoi University of Science, VNU Major: Analytical Chemistry; Code: 60.44.29. Supervisors: Pham Hung Viet, Prof. PhD Date of Presenting Thesis: 2011 Abstract. - Optimized time of sequential extraction arsenic in sediment, experiments performed in closed systems with five extractants. - Carried out experiment at different time of optimal process : 0.167h; 0.33h; 0.66h; 1h; 2h; 3h; 6h; 12h;18h;24h. Carried out at 6h for extraction and application of extraction with five sediment samples. Table 1.Sequential extraction scheme for sediments Target Extractants Concentration pH RRS (g:ml) (g:mL) Analysis Non-specifically bound NaHCO3 0.5M 8.5 1:10 Fe(II), As(III) As(V),PO4 Solubility acid HCOOH 0.5M 3 1:10 Fe tổng, Fe(II),As(III), As(V) Active Iron – bound As Ascorbic 0.1M 3 1:10 Fe tổng, Fe(II),As(III),As(V) Crystalline Fe and oxides bound As Đệm NH4-oxalate + axit ascorbic 0.2 M NH4 oxalate + 0.1M ascorbic 3 1:10 Fe, As As in Sulfides minerals HNO3 (65%) Digestion 1:10 Fe, As As(T)-1020300 5 10 15 20Thời gian chiết (h)nmol/gNaHCO3 NH4H2PO4HCOOH AscorbicAscorbic+Oxalate Figure 1.Results of extrations for Arsenic Fe(T)0204060801000 4 8 12 16 20 24Thời gian (h)umol/gNaHCO3 HCOOHAscorbic Ascorbic+OxalateNH4H2PO4 Figure 2. Results of extrations for Iron - Application of extraction process of sediments to find out the relationship between arsenic in sediment and groundwater and the role of releasing arsenic from sediment into groundwater. - Analysis of 19 samples of groundwater and extracted with 5 samples of sediment. Results of extraction: 0.1% As bound with Non-specifically.25% As bound with solubility acid, 30% As bound crystalline ion, 50% As bound with sulfide minerals. Keywords. Hóa phân tích; Trầm tích; Nước ngầm Content Ô nhiễm asen (As) trong nước ngầm đang là vấn đề thu hút sự quan tâm của các nhà khoa học trên thế giới. Ở Bănglađet và Ấn Độ có khoảng 36 triệu người đang đối mặt với nguy cơ về sức khỏe có liên quan đến nhiễm độc As. Khi bị phơi nhiễm As lâu ngày, kể cả với nồng độ thấp, cũng có thể mắc nhiều bệnh như: tổn thương da, ung thư thận, ung thư gan, bàng quang và ung thư phổi …Ô nhiễm As chủ yếu có nguồn gốc tự nhiên, xuất phát từ trong trầm tích, trong các khoáng có chứa As như khoáng sunphua, khoáng oxit sắt. Dưới tác động của quá trình địa hóa thủy văn, cùng với sự có mặt của một số vi sinh vật, gặp điều kiện thuận lợi, quá trình oxi hóa khử sẽ diễn ra cùng với các khoáng trong đất, và trong các hạt trầm tích vốn có chứa As, khi ú s kộo theo quỏ trỡnh gii phúng As vo nc ngm [24]. Mt trong nhng hng nghiờn cu quan trng l tỡm hiu s phõn b ca As trong pha trm tớch v s vn ng ca nú t trm tớch ra nc ngm. Cỏc nh khoa hc thng s dng k thut chit trỡnh t v k thut ph phõn tớch pha rn nghiờn cu phõn b ca kim loi vt trong cỏc pha khoỏng ca trm tớch. K thut chit trỡnh t l phộp chit s dng cỏc tỏc nhõn chit cú lc hũa tan tng dn, mi tỏc nhõn chit cú tng tỏc khỏc nhau i vi mi pha rn khỏc nhau trờn trm tớch [28]. Kt qu chit trỡnh t giỳp suy oỏn xu hng phõn b ca As trờn pha rn, nh lng cỏc dng oxi húa, kiu liờn kt ca As trong t, l cụng c hu ớch i vi cỏc nh khoa hc, cỏc nh mụi trng trong quỏ trỡnh kim soỏt s di chuyn ca As t trm tớch vo trong nc ngm. Tuy nhiờn, quy trỡnh chit thng khụng tht c nh, thng nht m do tng nhúm nghiờn cu ti u v ỏp dng cho i tng quan tõm. Bờn cnh ú, phng phỏp ph dựng phõn tớch nh lng hoc bỏn nh lng cỏc dng liờn kt ca As v trng thỏi oxi húa ca chỳng, nguyờn tc ca phng phỏp da trờn s tng tỏc ca cỏc bc x in t i vi phõn t. Tuy nhiờn, thit b s dng thng t tin, gp khú khn trong quỏ trỡnh x lý i vi nhng mu cú nn phc tp. Chỡnh vỡ vy, bn lun vn ny thc hin vic Ti u quy trỡnh chit trỡnh t asen t trm tớch v ng dng trong vic gii thớch s phõn b asen trong trm tớch vo nc ngm CHNG I. TNG QUAN 1.1. S phõn b ca As trong mụi trng t nhiờn v trong trm tớch Di tỏc ng ca cỏc quỏ trỡnh t nhiờn v nhõn sinh khỏc nhau, As cú th di chuyn t hp phn mụi trng ny sang hp phn mụi trng khỏc, dn n s phõn b phc tp ca nú trong t nhiờn. Trong mụi trng t nhiờn, As dng hu c (ch yu l MMA axit monomety asonic v DMA axit dimetyl asonic) thng ớt hn so vi cỏc dng vụ c (asenit v asenat). Hm lng As trong cỏ nc ngt ch yu l As hu c (asenobetain, asenosugar, trimethylasin), vi hm lng trung bỡnh l 0,54 àg/g. As trong sinh vt bin t 0,6 4,7àg/g trung bỡnh l 2,7àg/g. c tớnh ca As i vi sinh vt di nc tng dn: asen, asenit, asenat, hp cht asen hu c [1]. Trong mụi trng sinh thỏi, cỏc dng hp cht ca As húa tr 3 cú c tớnh cao hn cỏc dng As húa tr 5. Mụi trng kh l iu kin thun li cỏc dng As húa tr 5 chuyn húa thnh húa tr 3. Th oxi húa kh, pH l cỏc yu t quan trng gõy ra s tng hay gim hm lng ca cỏc hp cht ca As cú trong t nhiờn. nhng vựng khụng ụ nhim, hm lng As trong tng nc mt cú giỏ tr nh, thng t 1 8g/L. khu vc ụ nhim c bit l nhng vựng cú hot ng ca nỳi la, khai m, a nhit, hm lng As t 50 n vi trm g/L thm chớ l vi nghỡn g/L, trong khi ú tiờu chun cho phộp ca WHO v hm lng As trong nc sinh hot l 10g/L v trong nc ngm l 50g/L [23]. Hm lng As trong khụng khớ trờn th gii dao ng t 0,007 2,3ng/m3 trung bỡnh 0,5ng/m3, vựng ụ nhim l 1,5 190ng/m3, trung bỡnh l 15ng/m3. Ngoi ra, cõy trng cng cha mt lng As nht nh, ụi khi rt cao, As trong cõy trng cú hm lng t 0,1 2,7àg/g, ti nhng vựng ụ nhim lờn ti 50 200àg/g [6]. As xut hin trong cỏc lp t ỏ, qung, lp v phong húa, trm tớch b ri, nc, khụng khớ, cỏc sinh vt, thc vt vi hm lng bin i khỏc nhau tựy thuc vo c tớnh ca tng khu vc. As cú mt ch yu trong hn 200 khoỏng nh: khoỏng ca asenat, asenit, photphat, sunphit, v cỏc khoỏng ca oxit. Trong ú Fe(SAs)2 l mt ngun As quan trng nht, As trong cỏc lp qung v t ỏ dao ng t 1 - 20àg/g. Mt s qung cha nhiu As nh: pyrite, manhetitetrong cỏc qung ny As tn ti dng hp cht vi lu hunh rt khú tan trong nc nh: asenopyrite (FeAsS), realgar (AsS), opiment (As2S3), lng As trong cỏc loi qung ny lờn ti 200àg/g. 1.2. Mt s phng phỏp nghiờn cu s phõn b ca As trong trm tớch 1.2.1. Túm lc v phng phỏp chit chn lc, trỡnh t Nhng cht gõy ụ nhim trong t cú th di chuyn thụng qua s hũa tan ca cỏc khoỏng hoc c gi li trong t do quỏ trỡnh kt ta vi cỏc khoỏng silicat, khoỏng th cp oxit, cacbonat, hoc cỏc phc cht liờn kt ca pha rn cựng cỏc phi t hu c, t sột hay cỏc hydroxit kim loi. Mt s quỏ trỡnh kt ta, quỏ trỡnh hũa tan (cú th din ra cựng lỳc) hoc theo trỡnh t trong cỏc iu kin khỏc nhau, ú l nguyờn nhõn gõy ra s tỏi phõn b cht gõy ụ nhim ti ngun nc. S thay i ca mụi trng, cỏc iu kin t nhiờn v c tớnh ca t liờn quan ti linh ng ca kim loi liờn kt trong cỏc pha rn trờn trm tớch: - Mụi trng axit: lm gim pH ca dung dch, gõy ra vic hũa tan hu ht cỏc nguyờn t thụng qua s thy phõn cation, trao i, v gii phúng mt s cht nh cacbonat, bicacbonat, iu ny dn n trao i gia anion v s hũa tan ca cỏc nguyờn t ỏ kim - Thay i iu kin oxi húa kh: trong iu kin rt oxy húa, cú th gõy ra s hũa tan ca sunphua kim loi v s phõn hy cỏc cht hu c; trong iu kin kh mnh cú th gõy ra s kt ta ca sunphua kim loi qua s kh sunphat v s hũa tan ca st, mangan hydroxit, ng thi gii phúng ra cỏc cht gõy ụ nhim - Tng nng hũa tan: cỏc kim loi to phc vi cỏc phi t hu c - Tng nng ca cỏc mui vụ c: mt vi nh hng cú th quan sỏt thy nh quỏ trỡnh trao i ion, cnh tranh cỏc phn ng hp ph hoc s hỡnh thnh hay khụng hũa tan ca phc cht - Metyl húa: cỏc dn xut ca mt s kim loi nh asen, thy ngõn, thic hoc selen cú th chuyn húa bi mt lot cỏc vi sinh vt thnh cỏc dng metyl húa m sau ú cú th c tớch ly trong cỏc vt cht hu c hoc thc vt hoc bay hi vo trong khớ quyn. Do vy, ỏnh giỏ nhng tỏc ng ngn hn v lõu di ca cỏc kim loi ti mụi trng, cn xem xột tớnh linh ng ca chỳng trong t. linh ng ca kim loi ph thuc c tớnh ca vựng gõy ụ nhim. Vỡ th, nú l c s ỏp dng nhng bc chit n, chit song song hoc chit trỡnh t cú chn lc bng cỏc tỏc nhõn húa hc. 1.3. Mt s c ch gii phúng As t trm tớch vo nc ngm [23][12] Hm lng As trong trm tớch cao khụng cú ngha l nng As trong nc ngm luụn cao. Ch khi gp iu kin thun li, mt lng As thoỏt ra t trm tớch cng lm cho tng cha nc nhim As cao. vựng nc ngm cú ụ nhim As, hm lng As trong trm tớch khong 1 - 20àg/g [23]. Hu ht cỏc tng nc cú cha As thỡ tỏc nhõn quan trng nht l quỏ trỡnh gii hp v hũa tan As t cỏc khoỏng oxit, c bit l oxit st. Di õy l mt s gi thit v s ra trụi As vo tng cha nc. 1.3.1. Gii phúng As do s kh hũa tan ca cỏc oxit st [23] iu kin kh mnh, phn ng kh ca Fe (III) v SO42- din ra, xut hin cỏc tỏc nhõn cho s gii phúng As t khoỏng oxit st. Quỏ trỡnh ny din ra trờn cỏc lu vc sụng rng cú ti lng phự sa ln. Lng cacbon hu c ca trm tớch cú th xỏc nh tc iu kin kh c hỡnh thnh. t hu c sinh ra ngay lp tc b phõn hy v s dng lng O2, NO3-, SO42- hũa tan trong tng ngm nc v hỡnh thnh nờn mụi trng kh. Ti cỏc lp trm tớch tr cú nhiu vt liu hu c, hot ng sng ca vi sinh vt din ra rt mónh lit, c bit l cỏc vi sinh vt k khớ, cỏc quỏ trỡnh chuyn húa vi sinh tiờu th ht oxy hũa tan v xỳc tỏc cho cỏc phn ng oxy húa kh khỏc xy ra. Kt qu l mụi trng trm tớch v nc ngm thng mang tớnh kh. Nú c th hin giỏ tr th oxi húa kh (Eh) thp, hm lng cao ca cỏc cht dng kh nh Fe2+, Mn2+, NH4+, CH4, hm lng thp cỏc cht dng oxy húa nh SO4 2+, NO3 -, Fe3+ Ngoi ra, khi xem xột cỏc dng tn ti ca As trong mụi trng ngi ta thy rng As cú th tn ti cỏc dng húa tr +3 v +5 vi tờn gi l hp cht asenit v asenat. Dng tn ti ca As ph thuc vo pH v th oxi hoỏ kh trong mụi trng. Trong mụi trng ụxi húa hoc pH cao, cỏc dng hp cht ca As húa tr +5 s chim u th. Ngc li, trong mụi trng kh hoc pH thấp, dạng hợp chất của As hóa trị +3 (H3AsO3) lại chiếm tỉ lệ cao. Các phép đo thực địa cho thấy nước ngầm thường có pH nằm trong khoảng 6 - 8, Eh nhỏ hơn 200mV. Giả sử trong nước ngầm có As thì dạng tồn tại chủ yếu sẽ là H3AsO3 và HAsO4 2-. Trong đó dạng hợp chất không điện tích (H3AsO3) sẽ linh động hơn dạng có điện tích (HAsO4 2-) (hình 1.2). Như vậy, cơ chế khử cho rằng môi trường khử đã chuyển sắt hóa trị III kết tủa sang sắt hóa trị II hòa tan. Quá trình này làm giải hấp phụ các ion asenat trên bề mặt hydroxit sắt (III) ra môi trường nước, đồng thời asenat cũng bị khử thành asenit không có điện tích, khó bị tái hấp phụ, linh động trong môi trường nước. Hình 1.2. Các dạng tồn tại của asen trong nước phụ thuộc vào pH và thế oxi hóa khử [8] 1.3.2. Giải phóng As do quá trình trao đổi cạnh tranh vị trí hấp phụ [24] Dưới điều kiện hiếu khí và môi trường từ axit tới gần trung tính, As bị hấp phụ mạnh lên các khoáng chất. Khi pH tăng trên 8,5, As giải hấp khỏi bề mặt các oxit, vì thế làm tăng nồng độ As trong nước ngầm. Trên thực tế, những ion như photphat, bicacbonat, silicat… trong nước sẽ cạnh tranh hấp phụ trên bề mặt HFO (hydrous ferric oxides) và có thể làm giảm lượng As hấp phụ trên bề mặt của nó. Hình 1.3.Sự cạnh tranh hấp phụ của các anion trên bề mặt khoáng Quá trình tăng pH gây ra sự giải hấp phụ của nhiều anion chứa oxi khác như: photphat, vanadat, uranyl và molipdat. Photphat đóng một vai trò quan trọng trong quá trình cản trở sự hấp phụ As vì có cấu trúc tương tự asenat nên nó cạnh tranh vị trí hút bám trên bề mặt khoáng chất (hình 1.3). Tại pH = 7, asenat cũng bị hấp phụ nhiều như photphat. Tương tự, HCO3- thường là anion chính trong nước ngầm và có ảnh hưởng tới sự giải phóng As, đẩy mạnh quá trình giải phóng As,vấn đề này hiện chưa rõ ràng, vì vậy cần thực hiện các nghiên cứu mở rộng để xác định vai trò của HCO3- trong quá trình giải hấp phụ As. Một số cation có các hạt mang điện dương cũng có thể đẩy mạnh quá trình hấp phụ của asenat mang điện âm, các cation như canxi, magie, đặc biệt là sắt (II) đóng vai trò quan trọng trong môi trường nước có tính axit hoặc tính khử. 1.3.3. Giải phóng As do quá trình oxi hóa quặng pyrite [23] Quá trình oxi hóa sunphua đặc biệt là quặng pyrite có thể là một nguồn giải phóng As cao khi các khoáng bị phơi nhiễm trong môi trường có oxi. Điều này xảy ra xung quanh khu vực khai thác mỏ, nước ngầm có tính axit và chứa nhiều SO42-, Fe và các kim loại vết khác. Một số phản ứng minh họa cho quá trình oxi hóa hòa tan quặng pyrite giải phóng As: FeS2(+As) + 3,5O2 + H2O → Fe2+ + 2SO42- + 2H+ + As 4FeAsS + 13O2 + 6H2O → 4FeSO4 + 4H3AsO4 Fe1-xNixS2-wAsw + 3,5O2 + H2O → xNi2+ + wH3AsO4 + (1-x)Fe2+ + (2-w)SO42- + 2(1+w)H+ Ngoài ra sự khử của oxit mangan và sự hòa tan của các khoáng cacbonat (canxi, dolomite, siderite…) cũng là những khoáng phổ biến trong nước ngầm tác động đến quá trình giải phóng As. Như vậy, để giải thích con đường hình thành As trong nước ngầm các nhà khoa học đã đưa ra nhiều cơ chế: cơ chế khử và cơ chế oxy hóa, cơ chế thế cạnh tranh vị trí hấp phụ…. Tuy nhiên, các cơ chế này vẫn chưa thể hiện sự phù hợp ở tất cả các trường hợp trong thực tiễn. Hiện nay các nhà nghiên cứu vẫn đang tiếp tục tìm hiểu, hoàn thiện thêm các bằng chứng nhằm đưa ra các giả thuyết đầy đủ hơn, xác thực hơn về cơ chế hình thành As trong nước ngầm. CHƢƠNG 2. MỤC TIÊU, ĐỐI TƢỢNG VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU Mục tiêu nghiên cứu của luận văn là: - Tối ưu quy trình chiết As từ trầm tích - Ứng dụng trong việc giải thích sự phân bố của As từ trầm tích vào trong nước ngầm. Nội dung nghiên cứu gồm có: - Tối ưu thời gian chiết As từ trầm tích, chiết bằng hệ kín và hệ hở - Áp dụng quy trình chiết đã tối ưu vào việc chiết các mẫu trầm tích - Sử dụng phần mềm xử lý số liệu giải thích mối quan hệ giữa As và một số thành phần khác trong trầm tích và nước ngầm, vai trò của chúng trong quá trình giải phóng As từ trầm tích vào nước ngầm. - Tối ưu quy trình chiết trình tự asen trong trầm tích, thực hiện trong hệ thí nghiệm kín. Tiến hành tối ưu thời gian với 5 bước chiết được đưa ra theo bảng. - Các dịch chiết tối ưu theo trình tự thời gian sau: 0.167h ; 0.33h ; 0.66h ; 1h ; 2h ; 3h ; 6h ; 12h ; 18h; 24h, tối ưu thời gian, sau đó áp dụng phép tối ưu vào chiết các mẫu trầm tích, sử dụng các tác nhân chiết phổ biến gồm 5 tác nhân chính. Bảng 1.Bảng quy trình gồm 5 bước chiết Mục đích chiết Dịch chiết Nồng độ pH Tỷ lệ rắn/lỏng (g:ml) (g:mL) Chỉ tiêu phân tích Ion hấp phụ NaHCO3 0.5M 8.5 1:10 Fe(II), As(III) As(V), PO4 Dạng axit dễ hòa tan HCOOH 0.5M 3 1:10 Fe tổng, Fe(II), As(III), As(V) Sắt hoạt động Ascorbic 0.1M 3 1:10 Fe tổng, Fe(II), As(III), As(V) Hydroxit tinh thể có mang As Đệm NH4-oxalate + axit ascorbic 0.2 M NH4 oxalate + 0.1M ascorbic 3 1:10 Fe, As As trong khoáng sunphua HNO3 (65%) Xử lý mẫu bằng lò vi sóng 1:10 Fe, As CHƢƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN - Kết quả sau khi tối ưu quy trình chiết trình tự As từ trầm tích, thời gian được lựa chọn lấy mẫu là 6h. - As(T)-1020300 5 10 15 20Thời gian chiết (h)nmol/gNaHCO3 NH4H2PO4HCOOH AscorbicAscorbic+Oxalate - Hình 1: Thời gian tối ưu As đối với các dịch chiết Fe(T)0204060801000 4 8 12 16 20 24Thời gian (h)umol/gNaHCO3 HCOOHAscorbic Ascorbic+OxalateNH4H2PO4 Hình 1: Thời gian tối ưu Fe đối với các dịch chiết - Đánh giá được phương pháp phân tích dựa trên độ chính xác, độ lặp của phương pháp xử lý mẫu bằng lò vi sóng và kết quả lặp lại từ thí nghiệm chiết trầm tích. Kết quả cho thấy phương pháp có độ chính xác cao. - Phân tích 19 mẫu nước ngầm và thực hiện chiết 5 mẫu trầm tích, kết quả thu được kết quả: 0.1% As liên kết ở dạng hấp phụ không đặc trưng, 25% As ở dạng hấp phụ đặc trưng, không có sắt ở dạng hoạt động, 30% As trong khoáng sắt tinh thể, %0% As liên kết với các khoáng sunphit. KẾT LUẬN Sau quá trình thực hiện nghiên cứu, một số kết luận trong luận văn như sau: 1. Đã tối ưu phương pháp chiết trình tự As từ trầm tích thực hiện trong hệ chiết kín, khuấy với năm bước chiết: NaHCO3 chiết các dạng As liên kết yếu trên bề mặt trầm tích, HCOOH chiết As liên kết với các dạng sắt dễ hòa tan, C6H8O6 chiết các dạng Fe(III) hoạt động, NH4 – oxalate + ascorbic chiết As liên kết với sắt tinh thể, HNO3 chiết As liên kết với các khoáng của sunphua. Thời gian 6h được lựa chọn làm thời gian tối ưu đối với mỗi hệ chiết. 2. Áp dụng vào mẫu trầm tích, kết quả cho thấy, chủ yếu As được giải phóng ra từ bước chiết NH4 - oxalate + ascorbic (40 – 80%), bước chiết này, dạng sắt tinh thể được chiết ra là chủ yếu. Tiếp theo đó là dạng As liên kết trên khoáng sunphua chiếm tỷ lệ ít hơn (15 – 19%), một ít As được chiết ra từ dạng sắt dễ hòa tan, chiếm khoảng 2 – 10%, tại độ sâu 14m lên tới 20%, As ở dạng ion hấp phụ (2 – 7%). Rất ít hoặc không có As được chiết ra từ dạng sắt hoạt động khoảng 2%. 3. Phân tích các mối tương quan giữa các yếu tố trong nước ngầm và trầm tích cho thấy môi trường trầm tích tại khu vực nghiên cứu thuộc môi trường trầm tích khử. As được chiết ra nhiều nhất trong pha sắt tinh thể (40 – 80%). References Tài liệu tiếng Việt [1]. Lê Văn Cát (2002), Hấp phụ và trao đổi ion trong kỹ thuật xử lý nước thải, Nhà xuất bản Thống kê Hà Nội. [2]. Hoàng Nhâm (2001), Hóa Vô cơ, tập II, tập III, Nhà xuất bản Giáo dục, Hà Nội. [3]. Đặng Kim Chi (2005), Hóa học môi trường, Nhà xuất bản Khoa học và Kỹ thuật, Hà Nội [4]. Trịnh Thị Thanh (2000), Độc học Môi trường và Sức khỏe con người, Nhà xuất bản Đại học Quốc gia Hà Nội. [5]. Nguyễn Đình Huề, Hóa lí II, Nhà xuất bản Giáo dục, Hà Nội. [6]. Trần Văn Nhân, Nguyễn Thạc Sửu, Nguyễn Văn Tuế (2004), Hóa lí, tập II, Nhà xuất bản Giáo dục, Hà Nội. [7]. Lê Văn Cát (1999), Cơ sở Hóa học và kỹ thuật xử lý nước thải, Nhà xuất bản Thanh niên, Hà Nội. [8]. Nguyễn Thị Lan Anh (2007), Nghiên cứu tổng hợp và xác định đặc trưng của vật liệu nano hydroxyapatite, Luận văn thạc sĩ khoa học. [9]. Hồ Viết Quý (2005), Các phương pháp phân tích công cụ trong hóa học hiện đại, Nhà xuất bản Đại học Sư phạm Hà Nội. [10]. P.P.Koroxtelev (1974), Chuẩn bị dung dịch cho phân tích hóa học (người dịch: Nguyễn Trọng Biểu, Mai Hữu Đua, .), Nhà xuất bản Khoa học và Kỹ thuật, Hà Nội. [11]. Lê Thanh Hưng, Phạm Thành Quân, Lê Minh Tâm, Nguyễn Xuân Thơm (2008), Nghiên cứu khả năng hấp phụ và trao đổi ion của xơ dừa và vỏ trấu biến tính, Đại học Bách khoa - ĐHQGHCM, Tạp chí Phát triển và Khoa học Công nghệ, Tập 11, Số 08. [12]. Phạm Nguyệt Tú (2005), Nghiên cứu sử dụng vật liệu hấp phụ chế tạo từ lõi ngô để xử lý nguồn nước bị ô nhiễm dầu và một số kim loại nặng, Khóa luận tốt nghiệp Đại học. Tài liệu tiếng Anh [13]. Adesola Babarinde N.A, J.Oyebamiji.Babalola and R.Adebowale Sani (2006), Biosorption of lead ions from aqueous solution by maize leaf, International Journal of Physical Sciences Vol. 1 (1), pp. 023 - 026. [14]. XU Tao and LIU Xiaoqin (2008), peanut shell activated carbon: Characterization, surface modification and adsorption of Pb2+ from aqueous solution, Chinese Journal of Chemical Engineering, 16 (3), pp. 401 - 406. [15]. Kernit Wilson, Hong Yang, Chung W.Seo, Wayne E.Marshall (2006), Select metal adsorption by activated carbon made from peanut shells, Bioresoyrce Technology, Vol. 97, pp. 2266 - 2270. [16]. Gaikwad R W (2004), Removal of Cd(II) from aqueous solution by activated charcoal derived from coconut shell, Electron J Environ Agric Food Chem, 3, pp. 702 - 709. [17]. Issabayeva G, Aroua M K & Anirudhan T S (2003), Removal of lead from aqueous solution on palm shell activated carbon, Biores Technol, 97, 2350 - 2355. [18]. Thomas Anish Johnson, Niveta Jain, H C Joshi and Shiv Prasad (2008), Agricultural and agro-processing wastes as low cost adsorbents for metal removal from wastewater: A review, Journal of Scientific and Industrial Research, Vol. 67, pp. 647 - 658. [19]. Umesh K.Garg and Dhiraj Sud (2005), Optimization of process parameters for removal of Cr(VI) from aqueous solution using modified sugarcane bagasse, Electronic Journal of Enviromental, Agricultural and Food Chemistry, 4(6), 1150 - 1160. [20]. W. E. Masshall, L.H. Wartelle, D.E Borler, M.M. John, C.A. Toles (1999), Enhanced metal adsorption by soibyan hulls modified with citric acid, Southerm Regional Research ceter, USA, Bioresource Technology, pp. 262-268. [21]. Trivette Vanghan, Chung W.Seo, Wayne E. Marshall (2001), Removal of selected metal ions from aqueous solution using modified corncobs, Bioresource Technology, Vol. 78, pp. 133 - 139. [22]. A.G. Liew Abdullah, MA, Mohd Salled, M.K. Siti Mazlina, M.J Megat Mohd Noor, M.R.Osman, R.Wagiran and S.Sobri (2005), Azo dye removal by adsorption using waste biomass: Sugarcane baggasse. International Journal of Engineering and Technogy, Vol. 2, No. 1, pp.8-13. 123doc.vn