Luận văn thạc sĩ nghiên cứu khả năng xử lý thuốc kháng sinh họ b laptam trong môi trường nước bằng than hoạt tính

Có nhiều cách để loại bỏ kháng sinh trong nước, điển hình là việc thực hiện quá trình hấp phụ bởi một số vật liệu như than hoạt tính, vật liệu phế thải, các vật liệu biến tính.. Than hoạ

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

TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN

LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC

NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC:

TS Trần Thị Thanh Vân

Hà Nội – Năm 2016

LỜI CẢM ƠN

Với sự giúp đỡ của các thầy giáo và cô giáo, các anh chị và các bạn học

viên, sau một thời gian học tập và thực nghiệm em đã hoàn thành bản luận văn của

mình Với lòng biết ơn sâu sắc, em xin chân thành cảm ơn thầy giáo PGS.TS

Đỗ Quang Trung, cô giáo TS Trần Thị Thanh Vân người đã trực tiếp giảng dạy,

hướng dẫn nghiên cứu khoa học tận tình trong suốt quá trình em làm luận văn

Em cũng xin chân thành cảm ơn các thầy cô tại phòng thí nghiệm Hóa

môi trường, các thầy cô khoa Hóa học, trường ĐHKHTN đã hướng dẫn nhiệt tình

trong quá trình thực hiện luận văn

Hà Nội, ngày tháng năm 2016

HVCH Phạm Thị Vân

MỤC LỤC

LỜI MỞ ĐẦU 1

CHƯƠNG 1 TỔNG QUAN 2

1.1 Ô nhiễm kháng sinh và phương pháp xử lý 2

1.1.1 Sự phát sinh và ô nhiễm kháng sinh trong nước 2

1.1.2 Ảnh hưởng của thuốc kháng sinh đến các hệ sinh thái tự nhiên 2

1.1.3 Một số nghiên cứu về thuốc kháng sinh phát sinh trong môi trường 5

1.1.4 Giới thiệu chung về kháng sinh họ β- lactam 7

1.2 Than hoạt tính và một số ứng dụng của than hoạt tính trong xử lý thuốc kháng sinh 9 1.2.1 Than hoạt tính 9

1.2.2 Một số nghiên cứu về xử lý kháng sinh sử dụng vật liệu than hoạt tính ……… 11

CHƯƠNG 2 THỰC NGHIỆM 13

2.1 Mục tiêu và nội dung nghiên cứu của luận văn 13

2.1.1 Mục tiêu 13

2.1.2 Nội dung nghiên cứu 13

2.2 Hóa chất, dụng cụ 13

2.2.1 Dụng cụ 13

2.2.2 Hóa chất và vật liệu 13

2.2.2.1.Chuẩn bị hóa chất 13

2.2.2.2 Vật liệu 14

2.3 Xây dựng đường chuẩn amoxicillin, cefotaxim natri và ảnh hưởng của pH tới sự dịch chuyển bước sóng 15

2.3.1 Xây dựng đường chuẩn amoxicillin 15

2.3.2 Xây dựng đường chuẩn Cefotaxim natri 18

2.3.3 Xây dựng đường chuẩn COD 20

2.4 Các phương pháp đánh giá đặc tính của vật liệu hấp phụ 21

2.4.1 Phương pháp tính toán tải trọng hấp phụ cực đại 21

2.4.2 Xác định giá trị pH trung hòa điện của vật liệu 25

2.4.3 Phương pháp hiển vi điện tử quét (SEM) 26

2.4.4 Phương pháp phổ hồng ngoại (IR) 28

CHƯƠNG 3 KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 30

3.1 Khảo sát khả năng hấp phụ amoxicillin của các vật liệu 30

3.1.1 Khảo sát ảnh hưởng của pH tới khả năng hấp phụ amoxicillin của các vật liệu than biến tính 30

3.1.2 Nghiên cứu thời gian cân bằng hấp phụ amoxicillin của các vật liệu than biến tính 32

3.1.3 Nghiên cứu tải trọng hấp phụ cực đại của các vật liệu than biến tính 33

3.1.3.1 Nghiên cứu tải trọng hấp phụ cực đại của vật liệu AC 33

3.1.3.2 Nghiên cứu tải trọng hấp phụ cực đại AMX của vật liệu AC-S 35

3.2 Nghiên cứu khả năng hấp phụ Cefotaxim natri của các vật liệu 36

3.2.1 Nghiên cứu ảnh hưởng của pH tới khả năng hấp phụ Cefotaxim natri của các vật liệu 36

3.2.2 Khảo sát thời gian cân bằng hấp phụ CFN của các vật liệu 38

3.2.3 Nghiên cứu tải trọng hấp phụ cực CFN của các vật liệu than biến tính 40

3.2.3.1 Nghiên cứu tải trọng hấp phụ cực CFN của vật liệu AC 40

3.2.3.2 Nghiên cứu tải trọng hấp phụ cực đại CFN của vật liệu AC-Br 42

3.2.3.3 Nghiên cứu tải trọng hấp phụ cực đại CFN của vật liệu AC-S 43

3.2.3.4 Nghiên cứu tải trọng hấp phụ cực đại CFN của vật liệu AC-HNO3 44

3.2.3.5 Nghiên cứu tải trọng hấp phụ cực đại CFN của vật liệu AC-H2O2 46

3.3 Nghiên cứu khả năng giải hấp cefotaxim natri của các vật liệu 47

3.5 Nghiên cứu khả năng hấp phụ đồng thời AMX và CFN của vật liệu AC-S 49

3.6 Xác định các đặc trưng của vật liệu 51

3.6.1 Xác định pHpzc của các vật liệu 51

3.6.2 Bề mặt riêng của vật liệu BET 53

3.6.3 Phổ IR và ảnh SEM của vật liệu 55

4 KẾT LUẬN 57

TÀI LIỆU THAM KHẢO 58

DANH MỤC BẢNG

Bảng 2 1 Bảng thể hiện độ hấp thụ quang của AMX ở các nồng độ khác nhau 15

Bảng 2 2 Kết quả xác định cực đại hấp thụ (Abs) của dung dịch chuẩn AMX từ nồng độ 1-90mg/l 16

Bảng 2 3 Kết quả xác định bước sóng của cefotaxim natri ở các nồng độ khác nhau 18

Bảng 2 4 Kết quả đo cực đại hấp thụ (Abs) của cefotaxim natri từ 1-70mg/l 19

Bảng 2 5 Kết quả đo sự phụ thuộc COD vào Abs 21

Bảng 3.1 Ảnh hưởng của pH tới khả năng hấp thụ AMX của các vật liệu 30

Bảng 3.2 Ảnh hưởng của thời gian đến khả năng hấp phụ AMX của các vật liệu 32

Bảng 3 3 Kết quả khảo sát tải trọng hấp phụ cực đại AMX của vật liệu AC 34

Bảng 3 4 Kết quả tải trọng hấp phụ AMX của vật liệu AC-S 35

Bảng 3 5 Kết quả ảnh hưởng của pH tới khả năng hấp phụ CFN của các vật liệu 37

Bảng 3 6 Kết quả ảnh hưởng của thời gian tới sự hấp phụ CFN của các vật liệu 39

Bảng 3 7 Kết quả nghiên cứu tải trọng hấp phụ CFN của vật liệu AC 41

Bảng 3 8 Kết quả nghiên cứu tải trọng hấp phụ CFN của vật liệu AC-Br 42

Bảng 3 9 Kết quả nghiên cứu tải trọng hấp phụ CFN của vật liệu AC-Br 43

Bảng 3 10 Kết quả nghiên cứu tải trọng hấp phụ CFN của vật liệu AC-HNO3 45

Bảng 3 11 Kết quả nghiên cứu tải trọng hấp phụ CFN của vật liệu AC-H2O2 46

Bảng 3 12 Khả năng giải hấp cefotaxim natri của các vật liệu 47

Bảng 3 13 Kết quá hấp phụ đồng thời AMX và CFN của vật liệu AC-S 50

DANH MỤC HÌNH

Hình 2 1 Đồ thị quét bước sóng cực đại của AMX 16

Hình 2 2 Đường chuẩn amoxicillin từ 1-100mg/l 17

Hình 2 3 Đồ thị xác định bước sóng hấp thụ amoxicillin ở các pH khác nhau 17

Hình 2 4 Đồ thị xác định bước sóng hấp phụ cực đại của cefotaxim natri 18

Hình 2 5 Đường chuẩn cefotaxim natri từ 1-70mg/l 19

Hình 2 6 Đồ thị xác định ảnh hưởng của pH tới bước sóng hấp thụ của cefotaxim natri 20

Hình 2 7 Đường chuẩn COD 21

Hình 2 8 Đường đẳng nhiệt hấp phụ Langmuir 23

Hình 2 9 Đường thẳng xác định hệ số Langmuir 24

Hình 2 10 Đồ thị xác định các hệ số trong phương trình Freundlich 25

Hình 2 11 Đồ thị xác định pHpzc của vật liệu 26

Hình 2 12 Sơ đồ nguyên lý của kính hiển vi điện tử quét 27

Hình 3.1 Đồ thị ảnh hưởng của pH tới khả năng hấp phụ AMX của các vật liệu 31

Hình 3 2 Đồ thị thời gian cân bằng hấp phụ AMX của các vật liệu 33

Hình 3 3 Đường thẳng xác định hệ số phương trình Langmuir của vật liệu AC 34

Hình 3 4 Đường thẳng xác định hệ số phương trình Freundlich của vật liệu AC 34

Hình 3 5 Đường xác định hệ số Langmuir của vật liệu AC-S 35

Hình 3 6 Đường xác định hệ số Freundlich của vật liệu AC-S 35

Hình 3 7 Đồ thị ảnh hưởng của pH tới khả năng hấp phụ CFN của vật liệu AC 37

Hình 3 8 Đồ thị biểu diễn thời gian cân bằng hấp phụ CFN của các vật liệu 40

Hình 3 9 Đồ thị xác định hệ số Langmuir của vật liệu AC 41

Hình 3 10 Đồ thị xác định hệ số Freundlich của vật liệu AC 41

Hình 3 11 Đồ thị xác định hệ số Langmuir của vật liệu AC-Br 42

Hình 3 12 Đồ thị xác định hệ số Freundlich của vật liệu AC-Br 42

Hình 3 13 Đồ thị xác định hệ số Langmuir của vật liệu AC-S 44

Hình 3 14 Đồ thị xác định hệ số Freundlich của vật liệu AC-S 44

Hình 3 15 Đồ thị xác định hệ số Langmuir của vật liệu AC-HNO3 45

Hình 3 16 Đồ thị xác định hệ số Freundlich của vật liệu AC-HNO3 45

Hình 3 17 Đồ thị xác định hệ số Langmuir của vật liệu AC-H2O2 46

Hình 3 18 Đồ thị xác định hệ số Freundlich của vật liệu AC-H2O2 46

Hình 3 19 Đồ thị hiệu suất giải hấp cefotaxim natri của các vật liệu 48

Hình 3 20 Đồ thị đường cân bằng hấp phụ động cefotaxim natri của các loại vật liệu 49

Hình 3 21 Đồ thị hiệu suất hấp phụ đồng thời AMX, CFN của vật liệu AC-S 50

Hình 3 22 Đồ thị xác định pHpzc của các vật liệu AC, AC-Br, AC-S 52

Hình 3 23 Đồ thị xác định pHpzc của vật liệu AC-HNO3, AC-H2O2 52

Hình 3 24 Đồ thị tọa độ BET của than chưa biến tính 53

Hình 3 25 Đồ thị tọa độ BET của vật liệu AC-S 54

Hình 3 26 Phổ hồng ngoại của than trước khi biến tính 55

Hình 3 27 Phổ hồng ngoại của vật liệu AC-S 55

Hình 3 28 Ảnh SEM của vật liệu AC 56

Hình 3 29 Ảnh SEM của vật liệu AC-S 56

DANH MỤC BẢNG VIẾT TẮT

AMX: amoxicillin

CFN: cefotaxim natri

AC: Vật liệu than chưa biến tính

AC-S: vật liệu than biến tính lưu huỳnh

AC-Br: vật liệu than biến tính brom

AC-H2O2: Vật liệu than biến tính bằng H2SO4 và H2O2

AC-HNO3: Vật liệu than biến tính HNO3

LỜI MỞ ĐẦU

Kháng sinh là một trong những thuốc thành công nhất được sử dụng để điều trị cho con người Tuy nhiên, kể từ khi kháng sinh ra đời đã thách thức quần thể sinh vật vì nó được coi là một trong những tác nhân gây ô nhiễm môi trường Ngoài việc

sử dụng trong công tác chữa bệnh cho con người, kháng sinh còn được sử dụng rộng rãi trong chăn nuôi và trong nông nghiệp Những dư lượng còn lại của thuốc kháng sinh mà con người cũng như hoạt động nông nghiệp thải vào môi trường có thể gây

ô nhiễm môi trường tự nhiên Hậu quả rõ ràng nhất của việc phát thải kháng sinh trong môi trường tự nhiên là biến đổi của các vi khuẩn kháng thuốc Tuy nhiên, tác dụng của thuốc kháng sinh vào sinh quyển là rộng hơn so với điều này và có thể tác động đến cấu trúc và hoạt động của vi sinh vật môi trường Vì vậy, việc loại bỏ kháng sinh trong môi trường nước là một nghiên cứu cấp thiết và quan trọng

Có nhiều cách để loại bỏ kháng sinh trong nước, điển hình là việc thực hiện quá trình hấp phụ bởi một số vật liệu như than hoạt tính, vật liệu phế thải, các vật liệu biến tính Than hoạt tính có diện tích bề mặt riêng rất cao và khả năng hấp phụ tốt,

do đó than hoạt tính là vật liệu được sử dụng rộng rãi để loại bỏ các chất gây ô nhiễm

trong nước Do vậy, trong luận văn này chúng tôi thực hiện đề tài “ Nghiên cứu khả

năng xử lý thuốc kháng sinh họ β- lactam trong môi trường nước bằng than hoạt tính biến tính ” với mong muốn có thể góp phần hạn chế ô nhiễm kháng sinh đến với

môi trường

CHƯƠNG 1 TỔNG QUAN 1.1 Ô nhiễm kháng sinh và phương pháp xử lý

1.1.1 Sự phát sinh và ô nhiễm kháng sinh trong nước

Thuốc kháng sinh có lẽ là những họ thuốc thành công nhất của thuốc, cho đến nay thuốc, kháng sinh đã được nghiên cứu phát triển vô cùng mạnh mẽ để phục vụ cải thiện sức khỏe con người Bên cạnh ứng dụng trong việc chữa trị và phòng bệnh cho con người, thuốc kháng sinh (kháng sinh nói chung) cũng đã được sử dụng để ngăn ngừa và điều trị cho động vật, thực vật cũng như đối với việc thúc đẩy tăng trưởng trong chăn nuôi gia súc [4,12] Tất cả các hoạt động trên sẽ phát thải số lượng lớn dư lượng chất kháng sinh vào hệ sinh thái Tuy nhiên, chúng ta ít được biết về tác động tổng thể của kháng sinh trên các biến động số lượng của các thể sinh học nhỏ microbiosphere [14]

Những vấn đề liên quan đến thuốc kháng sinh tương tự như ô nhiễm kim loại nặng Cũng giống như kim loại nặng, thuốc kháng sinh là những hợp chất tự nhiên có trong các hệ sinh thái khác nhau Tuy nhiên, con người khi sử dụng thuốc kháng sinh

đã làm tăng khả dụng sinh học của chúng, dẫn đến những thay đổi lớn trong hệ sinh thái, làm hệ sinh thái bị ô nhiễm Khác với các kim loại nặng, hậu quả của ô nhiễm kháng sinh đối với hệ sinh thái còn chưa được chú ý tới [11]

1.1.2 Ảnh hưởng của thuốc kháng sinh đến các hệ sinh thái tự nhiên

Kể từ khi thuốc kháng sinh là chất ức chế hiệu quả vi khuẩn phát triển, được sản xuất bởi các vi sinh vật có trong tự nhiên, kháng sinh đã được sử dụng rộng rãi với vai trò ức chế vi khuẩn Sự gia tăng mạnh mẽ của hàm lượng kháng sinh trong các hệ sinh thái tự nhiên là kết quả của các hoạt động của con người (điều trị cho con người, nông nghiệp) Những thay đổi này có thể ảnh hưởng, không chỉ tới những cấu trúc của quần thể vi sinh tự nhiên và có thể làm thay đổi sinh lý của vi sinh vật Ngoài việc gây ra các đột biến kháng thuốc kháng sinh và ảnh hưởng đến các gen kháng kháng sinh, nó còn lây lan giữa các vi sinh vật trong môi trường, ô nhiễm

kháng sinh có thể làm tăng số lượng vi khuẩn đề kháng, và giảm số lượng của hệ vi sinh vật nhạy cảm Một ví dụ của tình trạng này là một nghiên cứu trong đó tác dụng của kháng sinh ciprofloxacin trên các chủng tảo nước ngọt tự nhiên đã được thử nghiệm ở thượng lưu và hạ lưu nhà máy xử lý nước thải Sự khác biệt đáng kể đã được quan sát thấy trong năng suất sinh khối, trong cơ cấu treo và gắn tảo, trong khả năng xử lý chất dinh dưỡng và trong chuỗi thức ăn tự nhiên của hệ sinh thái Một nghiên cứu tương tự cũng đã chứng minh rằng tetracycline có tác động tiêu cực đến các chức năng đa dạng của cộng đồng vi khuẩn đất [10]

Thuốc kháng sinh ở nồng độ cao hơn nhiều thường được tìm thấy trong các hệ sinh thái tự nhiên trong nước (ví dụ nước thải) và đất (ví dụ đất được xử lý bằng phân hữu cơ và trang trại) Tuy nhiên, những nồng độ cao thường tập trung ở những khu vực có sự hoạt động của con người, trong khi môi trường tự nhiên thường có nồng độ thuốc kháng sinh thấp Để đánh giá được hậu quả của thuốc kháng sinh chúng ta cần phân tích chủ yếu ở các khu vực có hàm lượng chất kháng sinh cao, phân tích ảnh hưởng của ô nhiễm kháng sinh trên các hệ sinh thái tự nhiên

Có thể dự đoán rằng dư lượng từ các bệnh viện hoặc các trang trại sẽ chứa cả hai loại chất gây ô nhiễm: thuốc kháng sinh và gen kháng Một số thuốc kháng sinh

là các hợp chất tự nhiên mà có tiếp xúc với vi sinh vật môi trường hàng triệu năm mới phân hủy sinh học, thậm chí nó đóng vai trò như là một nguồn thức ăn cho một

số vi sinh vật Kháng sinh tổng hợp (ví dụ quinolone) là chất khó để phân hủy sinh học Tuy nhiên, chúng vẫn đang bị suy thoái ở mức độ khác nhau trong môi trường

tự nhiên Các nghiên cứu đã chứng minh rằng ciprofloxacin hiện diện trong mẫu nước sông sẽ hoàn toàn bị phân hủy sau 3 tháng, trong khi chỉ có 20% axit oxolinic trong các mẫu được phân hủy sau 5 tháng [11]

Các nghiên cứu gần đây đã chỉ ra rằng sự gắn kết của các quinolone đất và trầm tích làm chậm quá tình phân hủy sinh học của chúng Tuy nhiên, xử lý nước thải của các vùng nước ô nhiễm quinolone không đạt hiệu quả loại bỏ các kháng sinh bởi các quá trình bao gồm : không chỉ phân hủy sinh học mà còn xảy ra sự suy thoái của các

chất Các nghiên cứu cho thấy, nồng độ các kháng sinh trong tầm tích thường dưới giới hạn phát hiện và thường ổn định khi hấp phụ Vì lý do này, các mẫu trầm tích từ các môi trường kháng sinh bị ô nhiễm có nồng độ kháng sinh cao hơn so với các mẫu nước từ cùng một khu vực [7]

Trên thực tế, sự suy thoái kháng sinh trong các hệ sinh thái tự nhiên không có nghĩa là chúng không gây ô nhiễm môi trường Ví dụ, quá trình thoái hóa chậm ở nhiệt độ thấp vào mùa đông, vậy các thành phần và độ ẩm của đất ảnh hưởng rõ ràng đến suy thoái kháng sinh Quan trọng hơn, một số hệ sinh thái phát sinh liên tục thuốc kháng sinh vào môi trường (ví dụ nước thải bệnh viện) Lindberg và các đồng nghiệp

đã tiến hành kiểm tra các chất độc môi sinh nhận thấy nồng độ các chất kháng sinh tăng cao trong một thời gian ngắn Kể từ khi ở nồng độ nhỏ ức chế của thuốc kháng sinh đã gây ra phản ứng phiên mã cụ thể trong vi khuẩn, sự hiện diện của kháng sinh

sẽ sửa đổi các hoạt động trao đổi chất của vi sinh vật hiện diện trong những môi trường bị ô nhiễm Cuối cùng, tác động vào cấu trúc của quần thể vi khuẩn Sự ảnh hưởng của kháng sinh có thể vẫn còn ngay cả khi các kháng sinh đã được khoáng hóa Trong mọi trường hợp, ảnh hưởng của kháng sinh trong các hệ sinh thái tự nhiên

là giảm nếu việc sử dụng kháng sinh được kiểm soát một cách chặt chẽ, nó sẽ giảm việc gây ô nhiễm cho các hệ sinh thái tự nhiên Kháng sinh sẽ bị thoái hóa nhiều hơn hoặc ít hơn tùy thuộc vào điều kiện môi trường, kháng sinh phát thải trong đất thường thấp hơn trong môi trường nước

Hầu hết các loại thuốc kháng sinh được sử dụng để ngăn ngừa hoặc điều trị các bệnh nhiễm trùng ở người và động vật cũng như để thúc đẩy tăng trưởng nhanh hơn của thực vật Khi sử dụng, kháng sinh chỉ được chuyển hóa một phần và sau đó được thải ra qua đường bài tiết, dư lượng kháng sinh hoặc là được xử lý trong các nhà máy

xử lý nước thải hoặc đơn giản là quá trình tự phân hủy trong nước hoặc đất Bên cạnh

đó, các hợp chất kháng sinh sử dụng trong nuôi cá thâm canh được thêm trực tiếp vào nước làm nồng độ kháng sinh trong nước ở khu vực và trong trầm tích liền kề tăng cao Thuốc kháng sinh được sử dụng trong các cây trồng nông nghiệp gây ra các ô

nhiễm ở các khu vực đó, mặc dù số lượng thuốc kháng sinh sử dụng trong cây trồng nông nghiệp thường thấp hơn so với phục vụ con người, trong thú y và chăn nuôi [4]

Để giảm bớt những ảnh hưởng mà sự phát thải các loại thuốc kháng sinh, năm

1998 Liên minh châu Âu đã cấm sử dụng một số loại kháng sinh trong việc thúc đẩy

sự tăng trưởng của gia súc Năm 2006, lệnh cấm đã được mở rộng cho tất cả các loại thuốc kháng sinh và các thuốc liên quan Tương tự như vậy, nhiều quốc gia đã hạn chế việc sử dụng kháng sinh trong nuôi trồng thủy sản, bao gồm hạn chế mạnh mẽ trong việc sử dụng kháng sinh dự phòng, và cấm sử dụng thuốc kháng sinh mà vẫn còn hữu ích trong việc điều trị các bệnh nhiễm trùng của con người Ví dụ, việc sử dụng các quinolone cho nuôi trồng thủy sản đã bị cấm ở một số nước công nghiệp phát triển, vì kháng sinh thuộc họ quinolone có thể tồn tại trong các trầm tích trong thời gian dài [11]

1.1.3 Một số nghiên cứu về thuốc kháng sinh phát sinh trong môi trường

Để phục vụ cho chăm sóc sức khỏe con người và động vật, việc sản xuất dược phẩm đã tăng lên nhanh chóng trong vài thập kỷ qua Sau khi sử dụng, số lượng lớn dược phẩm được thải vào nước Sự phát tán dược phẩm vào môi trường đã nhận được rất nhiều sự chú ý trong những năm gần đây vì dược phẩm được biết là có nguy cơ rủi ro cho hệ sinh thái thủy sinh như phá vỡ trật tự nội tiết và tác dụng phụ nghiêm trọng, bởi vì chúng tác động trực tiếp tới môi trường sinh thái [17] Trong rất nhiều loại dược phẩm, thuốc kháng sinh là một họ đặc biệt quan trọng được sử dụng rộng rãi trong y học nhằm phục vụ cho công tác phòng và chữa bệnh của con người và thú

y Sau khi tiêu thụ kháng sinh có thể được chuyển hóa một phần, các chất chuyển hóa này sau đó được bài tiết vào nước tiểu hoặc phân [13] Hiện nay, nhiều nhà máy

xử lý nước thải thông thường không được thiết kế và vận hành để loại bỏ nồng độ rất thấp của các chất ô nhiễm, chẳng hạn như dược phẩm và các sản phẩm chăm sóc cá nhân [13] Kết quả là, các dư lượng dược phẩm tập trung có thể thải vào môi trường bằng cách thải ra ngoài môi trường [17]

Với sự phát triển của kỹ thuật phân tích trong những năm gần đây, có nhiều bằng chứng cho thấy sự hiện diện của dược phẩm trong hệ thống thủy sản trên thế giới Y Chen et al., [18] chỉ ra rằng nồng độ các chất trung gian của các dược phẩm

có trong các mẫu nước thải bùn thu thập từ 45 nhà máy xử lý nước thải ở Trung Quốc

có nồng độ cao trong nước thải Sự xuất hiện của các hợp chất dược phẩm trong bùn

có thể là kết quả của việc sử dụng dược phẩm của con người Các hợp chất như ofloxacin (24 760 µg kg-1), norfloxacin (5 280 µg kg-1) và ketoprofen (4 458 µg kg-

1) đã được tìm thấy

Nghiên cứu khác được thực hiện trong các nhà máy xử lý nước thải của tất cả năm WWTPs tại Ulsan, Hàn Quốc bởi S K Behera et al [15] Các tác giả chỉ ra rằng tổng nồng độ nhóm kháng sinh, hormone và dược phẩm khác trong khoảng dao động 3,4-19,8 µg/L, 0,16-0,9 µg/L và 14,8-33,1 µg/L tương ứng, trong khi trong nước thải các nồng độ tương ứng là 1,9-21,3 µg / L, 0-0,024 µg/L và 0,75-6,8 µg/L

P.Gao et al [14] chỉ ra rằng hầu hết các dược phẩm tìm thấy trong giai đoạn dịch cũng đã được phát hiện trong các mẫu bùn thu thập Sulfamethoxazole đã được tìm thấy trong bùn thải và bùn tách nước nhưng ở nồng độ tương đối thấp trong khoảng giữa 3,5-7,0 µg kg-1 Tetracycline thường bị hấp phụ mạnh bằng bùn qua phức với các kim loại, kết hợp với phản ứng bùn và trao đổi cation Trong những nghiên cứu này, các tác giả cũng chỉ ra rằng các nồng độ tương đối cao hơn được tìm thấy đối với tetracycline hiện trong giai đoạn bùn, với nồng độ DOC là 762 µg kg-1 bùn khô, 313 µg kg-1 trong bùn thải, và 568 mg kg-1 trong bùn tách nước

A L Batt et al [3] đã có một nghiên cứu so sánh sự xuất hiện của kháng sinh trong bốn nhà máy xử lý nước thải ở Erie, New York, Hoa Kỳ bao gồm Amherst, Đông Aurora, Hà Lan, và Lackawanna với thiết kế và hoạt động khác nhau.Tất cả các loại thuốc kháng sinh bao gồm ciprofloxacin, sulfamethoxazole, tetracycline và trimethoprim đã được phát hiện tại mỗi vị trí lấy mẫu, nồng độ (trong phạm vi µg/L) được phát hiện trong tất cả các máy xử lý nước dao động 0,21-2,8 cho

sulfamethoxazole, 0,21 - 7,9 cho trimethoprim, từ 0,20 đến 1,4 cho ciprofloxacin và 0,061-1,1 cho tetracycline Chênh lệch phần trăm tổng thể về nồng độ của các thuốc kháng sinh trong nước thải và nước triều dâng của các kháng sinh khác nhau giữa các nhà máy và dao động từ 33% đến 97%

Hiện nay, có một vài nhà nghiên cứu đã nghiên cứu về sự hiện diện của dư lượng dược phẩm trong nước thải tại Việt Nam Do một số lý do khách quan, một số nhà máy xử lý nước không chú ý đến những vấn đề này cũng như có các tác động hiệu quả loại bỏ các hợp chất này Nước thải từ các ngành công nghiệp hóa chất và dược phẩm, bên cạnh phần dư của các sản phẩm, các dung môi tổng hợp mà còn chứa các sản phẩm trung gian có thể không phân hủy sinh học hoặc độc hại đối với nguồn nước và môi trường nói chung [6] Trong nghiên cứu này, chúng tôi nghiên cứu sự xuất hiện và loại bỏ hiệu quả của một số dược phẩm đặc biệt là thuốc kháng sinh

Ở Việt Nam, năm 1999 kháng sinh được sử dụng phổ biến nhất bao gồm: ampicillin hoặc amoxicillin(86%), penicillin(12%), erythromycin (5%), tetracyclin (4%) và streptomycin (2%) Kháng sinh được dùng khoảng 3 ngày, quá ngắn cho điều trị viêm phổi do vi khuẩn với thời gian điều trị tối thiểu được khuyến cáo là 5 ngày Năm 2007, xu hướng sử dụng kháng sinh đã thay đổi, cephalosporins đường uống được dùng phổ biến đối với các bệnh có triệu chứng nặng Các kháng sinh thường dùng là: ampicillin hoặc amoxillin (49%), cephalosporin thế hệ 1 theo đường uống (27%), cotrimoxazol (11%), macolides (3%), loại khác (2%) [2] Từ những số liệu thu được, ta thấy được lượng amoxicillin và cephalosporin là hai loại kháng sinh được

sử dụng nhiều nhất Do vậy, trong luận văn này chúng tôi tập chung nghiên cứu xử

lý dư lượng hai loại thuốc trên

1.1.4 Giới thiệu chung về kháng sinh họ β- lactam

Kháng sinh thuộc họ β – lactam là những kháng sinh có cấu trúc azetidin-2-on (còn được gọi là vòng β-lactam) – một amin vòng bốn cạnh.[1]

Khi vòng này liên kết với một cấu trúc vòng khác sẽ hình thành các phân nhóm lớn tiếp theo: nhóm penicilin, nhóm cephalosporin và các beta-lactam khác

 Amoxicillin [1]

Công thức phân tử: C16H19N3O5S (M=365.41g/mol)

Công thức cấu tạo:

Tên khoa học: Acid (2S, 5R, 6R)-6- [( R) -2- amino -2 (4hydroxyphenyl

acetamido-3,3-dimethyl-7-oxo-4-thia-1- azabicyclo [3,2,0] – heptan-2- carboxylic

Amoxycillin hoặc Amoxicillin hay được gọi tắt là amox, là thuốc kháng sinh

cùng họ với penicilin, nó ngăn chặn và diệt các loại vi khuẩn gram dương như viêm họng, da tấy mủ hay nhiễm trùng da, nhiễm trùng đường tiết niệu, viêm phổi

Amoxicillin là một trong chất bán tổng hợp các dẫn xuất của aminopenicillanic acid ( 6-APA ) đã phát triển tại Beecham, Anh trong những năm

6-1960

Tính chất:

-Bột kết tinh màu trắng, vị đắng

-Độ ẩm cao và nhiệt độ > 370C ảnh hưởng bất lợi đến độ bền

- Độ tan : 1g/370ml nước hoặc 100ml ancol

 Cefotaxim natri [1]

Công thức phân tử: C16H17N5O7S2Na ( M=455,47g/mol)

Công thức cấu tạo

Tên khoa học:

(6R,7R,Z)-3-(Acetoxymethyl)-7-(2-(2-aminothiazol-4-yl)-2-(methoxyimino) acetamido)-8-oxo-5-thia-1-azabicyclo[4.2.0]oct-2-ene-2-carboxyl sodium

Cefotaxim là thế hệ thứ ba của cephalosporin trong đó Cefotaxim natri là dẫn

xuất muối của cefotaxim

Cefotaxim natri được dùng để điều trị nhiễm khuẩn thể nặng đường hô hấp dưới (kể cả viêm phổi), nhiễm khuẩn da và mô mềm, nhiễm khuẩn xương và khớp, nhiễm khuẩn thể nặng niệu - sinh dục, nhiễm khuẩn huyết và viêm màng não do các

vi khuẩn nhạy cảm gây ra Cefotaxim natri cũng được tiêm để điều trị dự phòng nhiễm khuẩn khi phẫu thuật

Tính chất: Bột trắng, hơi háo ẩm, dễ tan trong nước, rất ít tan trong ancol, không tan trong ete

1.2 Than hoạt tính và một số ứng dụng của than hoạt tính trong xử lý thuốc kháng sinh

1.2.1 Than hoạt tính

Việc sử dụng than (cacbon) đã được biết đến từ rất lâu Nguồn gốc của nó không thể tìm thấy trong tài liệu nào Việc dùng than hoa để lọc nước uống đã được tổ tiên người Hindu ở Ấn Độ áp dụng, than gỗ được sử dụng như chất hấp phụ thuốc

và làm sạch được người Ai Cập biết đến trước năm 1500 trước Công nguyên

Ngành công nghiệp sản xuất cacbon hoạt tính hiện đại được thành lập từ năm 1990-1991 để thay thế cho than-xương (bone-char) dùng trong làm trắng đường Than hoạt tính dạng bột (PAC) lần đầu tiên được sản xuất thương mại (từ gỗ) ở châu Âu từ đầu thế kỷ 19 và đã được sử dụng rộng dãi trong ngành công nghiệp sản xuất đường Than hoạt tính dùng để xử lý nước được báo cáo lần đầu tiên ở Mỹ vào năm 1930

Than hoạt tính là dạng thô của gra-phit với cấu trúc ngẫu nhiên và vô định hình với nhiều lỗ (khoảng trống) với kích thước khác nhau từ những vết nứt nhìn thấy được đến những vết chỉ có kích thước của phân tử Than hoạt tính được sản xuất từ than dừa, than gỗ, chất gỗ li-nhin, than cốc, than xương, than bùn, mùn cưa, than đen,

vỏ trấu, mía, hạt đào, cá, phế phẩm phân bón, phế phẩm lốp cao su,… Những nguyên liệu được dùng phổ biến nhất để sản xuất than hoạt tính là gỗ (130000 tấn/năm), than (100000 tấn/năm), li-nhin (50000 tấn/năm), vỏ dừa (35000 tấn/năm) và than bùn (35000 tấn/năm) [5]

Bề mặt hóa học của Cacbon đã được nghiên cứu Bề mặt này phụ thuộc vào điều kiện hoạt hóa và nhiệt độ Sự hoạt hóa làm cải tiến cấu trúc xơ rỗng Các vi cấu trúc rỗng này làm tăng diện tích tiếp xúc lên tới 2000 m2/g Theo phân loại của Steenberg thì có cacbon được hoạt hóa bằng axit và cacbon được hoạt hóa bằng ba-

zơ Nhóm hoạt hóa bằng axit hấp phụ các ion kim loại Diện tích bề mặt lớn có thể không phải là yếu tố tiên quyết cho sự hấp phụ của cacbon hoạt tính

Diện tích bề mặt than hoạt tính lớn không đồng nghĩa với khả năng hấp phụ lớn Sự hấp phụ các hợp chất hữu cơ trên cacbon phức tạp hơn hấp phụ các chất hữu

cơ vì việc loại các hợp chất hữu cơ này ảnh hưởng đến giải pháp loại bỏ Khả năng hấp phụ phụ thuộc vào các thuộc tính của cacbon hoạt tính, thuộc tính của các chất hoạt hóa, pH, nhiệt độ, độ mạnh của ion, … Rất nhiều cacbon hoạt tính được sản xuất

thương mại nhưng chỉ rất ít trong số chúng có thể chọn để loại bỏ các hợp chất hữu

cơ và chúng cũng rất đắt Bất chấp tính đa dụng của cacbon trong việc xử lý nước, giá thành của nó vẫn còn đắt, và đòi hỏi phải sử dụng một số lượng lớn cacbon hoạt tính Do đó, các nguyên liệu cải tiến và tương đương đã được tìm kiếm Các nguyên liệu thay thế này phải sẵn có, rẻ và trên hết là phải dễ sản xuất nhằm đáp ứng khả năng thay thế

1.2.2 Một số nghiên cứu về xử lý kháng sinh sử dụng vật liệu than hoạt tính

H.R Pouretedal và N Sadegh đã nghiên cứu và cho thấy khả năng ứng dụng của các hạt nano carbon làm từ gỗ cây nho là một chất hấp phụ rẻ tiền cho việc loại

bỏ các Amoxicillin, Cephalexin, Tetracycline và Penicillin G từ dung dịch nước Việc hoạt hóa các hạt nano carbon đã được thực hiện bằng dung dịch NaOH, KOH, ZnCl2, NaCl và HNO3 Hiệu suất khử (R%) các chất ô nhiễm cho thấy NaOH có thể được sử dụng như là một tác nhân hiệu quả, chi phí thấp và thân thiện môi trường (R = 74-88%) Diện tích và thể tích lỗ xốp của than hoạt tính đã thu được tương ứng là 13,397

m2/g và 54,79 cm3/g pH hấp phụ tối ưu bằng 2, nồng độ chất hấp phụ là 0,4 g/L, nồng độ dung dịch kháng sinh 20 mg/L, thời gian cân bằng hấp phụ là 8 h Có thể tái

sử dụng chất hấp phụ bằng cách sử dụng NaOH giải hấp vật liệu hấp phụ[8]

Kamyar Yaghmaeian và các cộng sự đã nghiên cứu loại bỏ amoxicillin khỏi nước bằng hấp phụ lên carbon biến tính bằng NH4Cl (NAC) và than hoạt tính tiêu chuẩn (SAC) trong các cột cố định với ozon-tái sinh của cacbon no Kết quả thu được cho thấy dung lượng hấp phụ của NAC là lớn hơn nhiều so với SAC tại mỗi EBCTs thử nghiệm Dựa trên các dữ liệu thực nghiệm, khả năng hấp phụ điểm đột phá của NAC tăng 73,3-274,1 mg/g và của SAC đã tăng từ khoảng 31,6-65,2 mg/g với một EBCT tăng 2-10 phút Có thể bão hòa NAC tại chỗ để tái sinh hoàn toàn thông qua một quá trình ozone-tái sinh xúc tác với một liều lượng ozon 1,4 mg-O3/phút cho 3 h

và NAC tái sinh đã được chứng minh có khả năng hấp phụ tương tự như của NAC ban đầu NAC đã cải thiện chất lượng của các mẫu nước thực sự ô nhiễm từ các chất gây ô nhiễm nền và loại bỏ hoàn toàn amoxicillin Vì vậy, các NAC hấp phụ cố định

và ozon hóa tiếp là một nghiên cứu đầy hứa hẹn và hiệu quả cho việc loại bỏ các chất gây ô nhiễm amoxicillin trong nguồn nước ô nhiễm [9]

2.1.2 Nội dung nghiên cứu

Nghiên cứu các điều kiện hấp phụ amoxicillin và cefotaxim natri trong phòng thí nghiệm So sánh khả năng xử lý thuốc kháng sinh họ β-lactam của vật liệu than biến tính và vi sinh vật hiếu khí

- Dung dịch axit Clohidric HCl (30%)

- Dung dịch natri hidroxit NaOH (1M)

- Dung dịch Amoxicillin 1000ppm (AMX): Cân 1g AMX hòa trong 1 lít nước cất 2 lần ta được dung dịch AMX nồng độ 1000 mg/l

- Dung dịch Cefutaxin natri 100ppm (CFN): Cân 1,069g cefotaxin natri 93,49% hòa tan trong 1 lít nước cất 2 lần ta được dung dịch CPN nồng độ 1000mg/l

- Hỗn hợp phản ứng: Hòa tan 10,216g K2Cr2O7 loại PA đã được sấy ở nhiệt

độ 105°C sau đó thêm 167ml dung dịch H2SO4 và 33,3g HgSO4 Để nguội

2.2.2.2 Vật liệu

- Than hoạt tính Trà Bắc, được rã, rây lấy kích thước 0,5-1mm, rửa sạch bụi bẩn bằng nước cất Sấy khô vật liệu ở 1000C thu được vật liệu than hoạt tính (kí hiệu AC)

- Than hoạt tính biến tính brom (kí hiệu AC-Br) , than biến tính brom lấy từ

đề tài KC-08/11-15 của phòng thí nghiệm hóa môi trường – trường đại học Khoa học

- Than hoạt tính biến tính bằng H2O2 15% trong H2SO4 : Cân 50 g than hoạt tính cho vào bình nón, sau đó thêm tiếp vào bình 50ml dung dịch H2SO4 và 50ml dung dịch H2O2 15% được duy trì ở nhiệt độ 500C trong 1 giờ Sau đó gạn bỏ phần dung dịch, rửa sạch than bằng nước cất về pH trung tính Sấy khô vật liệu ở 1050C thu được vật liệu than biến tính bằng H2O2 (kí hiệu AC-H2O2)

- Than hoạt tính biến tính bằng HNO3 đặc : Đun cách thủy hỗn hợp 50 g than hoạt tính cỡ hạt 0,5-1mm trong 250ml dung dịch HNO3 đặc ở 1000C trong 4 giờ Sau

đó rửa sạch về pH trung tính Sấy khô, rồi ngâm sản phẩm thu được vào 250ml dung dịch NaOH 0,5M trong 24 giờ Sản phẩm sau khi ngâm trong dung dịch NaOH được rửa sạch và sấy khô, thu được vật liệu biến tính bằng dung dịch HNO3 (kí hiệu AC-HNO3)

2.3 Xây dựng đường chuẩn amoxicillin, cefotaxim natri và ảnh hưởng của pH tới sự dịch chuyển bước sóng

2.3.1 Xây dựng đường chuẩn amoxicillin

* Xác định bước sóng hấp thụ cực đại của amoxicillin

- Để xác định được bước sóng hấp thụ cực đại của amoxicillin chúng tôi tiến hành quét bước sóng hấp thụ của dung dịch amoxicillin ở các nồng độ 50 mg/l, 70 mg/l và 100 mg/l, pH= 6- 7 ta thu được kết quả như sau:

Bảng 2 1 Bảng thể hiện độ hấp thụ quang của AMX ở các nồng độ khác nhau

Hình 2 1 Đồ thị quét bước sóng cực đại của AMX

Từ kết quả thu được nhận thấy bước sóng hấp thụ cực đại của amoxicillin ở 228nm Tiến hành xây dựng đường chuẩn của amoxicillin ở bước sóng 228nm

*Xây dựng đường chuẩn amoxicillin với nồng độ từ 1- 90mg/l

Pha các dung dịch amoxicillin có nồng độ từ 1- 90mg/l Sau đó tiến hành đo

độ hấp thụ tại bước sóng 228nm ta được kết quả như sau:

Bảng 2 2 Kết quả xác định cực đại hấp thụ (Abs) của dung dịch chuẩn AMX từ

Hình 2 2 Đường chuẩn amoxicillin từ 1-100mg/l

*Ảnh hưởng của pH tới bước sóng hấp thụ của amoxicillin

Đối với amoxicillin thì pH có ảnh hưởng lớn tới bước sóng hấp thụ của amoxicillin Do vậy, chúng tôi tiến hành đo dung dịch amoxicillin 50mg/l đã được điều chỉnh về các pH 2, 4, 6, 8, 10 và thu được kết quả như sau:

Hình 2 3 Đồ thị xác định bước sóng hấp thụ amoxicillin ở các pH khác nhau

y = 0,0237x + 0,0103 R² = 0,9991

Từ kết quả thu được ta thấy có sự dịch chuyển bước sóng hấp phụ AMX ở các

pH khác nhau Tại pH= 2,4, 6 thì AMX hấp thụ tốt ở bước sóng 228nm, trong khi ở pH= 8, 10 thì AMX hấp phụ tốt ở bước sóng 246nm

2.3.2 Xây dựng đường chuẩn Cefotaxim natri

* Xác định bước sóng hấp thụ cực đại của cefotaxim natri

Để xác định bước sóng hấp thụ cực đại của cefotaxim natri chúng tôi tiến hành quét bước sóng hấp thụ của dung dịch cefotaxim natri ở các nồng độ 50mg/l, 70mg/l

và 100mg/l, pH= 6- 7 ta thu được kết quả như sau:

Bảng 2 3 Kết quả xác định bước sóng của cefotaxim natri ở các nồng độ khác

Hình 2 4 Đồ thị xác định bước sóng hấp phụ cực đại của cefotaxim natri

Từ kết quả thu được nhận thấy bước sóng hấp thụ cực đại của cefotaxim natri ở

234 nm Tiến hành xây dựng đường chuẩn của cefotaxim natri ở bước sóng 234 nm

*Xây dựng đường chuẩn cefotaxim natri với nồng độ 1-70mg/l

Pha các dung dịch cefotaxim natri có nồng độ từ 1- 70mg/l Sau đó tiến hành

đo độ hấp thụ tại bước sóng 234nm ta được kết quả như sau:

Bảng 2 4 Kết quả đo cực đại hấp thụ (Abs) của cefotaxim natri từ 1-70mg/l

Nồng độ

Hình 2 5 Đường chuẩn cefotaxim natri từ 1-70mg/l

*Ảnh hưởng của pH tới bước sóng hấp thụ của cefotaxim natri

Để nghiên cứu ảnh hưởng của pH đến bước sóng hấp thụ của cefotaxim natri chúng tôi tiến hành đo dung dịch cefotaxim natri nồng độ 50mg/l đã được điều chỉnh

về các pH 2, 4, 6, 8, 10 và thu được kết quả như sau:

y = 0,0388x + 0,017 R² = 0,9999

0 0,5

1 1,5

2 2,5

3

Abs

Hình 2 6 Đồ thị xác định ảnh hưởng của pH tới bước sóng hấp thụ của

cefotaxim natri

Như vậy, ở các pH khác nhau thì dung dịch có sự dịch chuyển cực đại hấp thụ

Ở pH 2-6 thì bước sóng hấp thụ cực đại 234nm, ở pH 8-10 thì bước sóng hấp thụ cực đại là 260nm

2.3.3 Xây dựng đường chuẩn COD

Từ dung dịch chuẩn kalihiđrophtalat 1000mg/L, pha loãng với các tỉ lệ khác nhau để thu được các dung dịch có các nồng độ 0, 25, 50, 100, 200, 500, 1000mg/L Lấy 2,5mL mỗi dung dịch chuẩn ở trên vào ống phá mẫu, sau đó thêm vào 1,5 mL hỗn hợp phản ứng và 3,5 mL hỗn hợp xúc tác Đặt ống phá mẫu vào lò phá mẫu ở nhiệt độ 148°C trong 2h Sau đó, lấy ống phá mẫu ra để nguội tới nhiệt độ phòng và

đo sự phụ thuộc của giá trị COD vào mật độ quang tại bước sóng 605 nm thu được kết quả sau:

Bảng 2 5 Kết quả đo sự phụ thuộc COD vào Abs

Hình 2 7 Đường chuẩn COD

2.4 Các phương pháp đánh giá đặc tính của vật liệu hấp phụ

2.4.1 Phương pháp tính toán tải trọng hấp phụ cực đại

Phương trình Langmuir

y = 0,0003x + 0,017 R² = 0,997

0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25 0,3 0,35

COD Đường chuẩn COD

Mô hình tính toán cho các phương pháp hấp phụ, trao đổi ion thường sử dụng là phương trình Langmuir Khi thiết lập phương trình hấp phụ Langmuir, người ta xuất phát từ các giả thiết sau:

- Tiểu phân bị hấp phụ liên kết với bề mặt tại những trung tâm xác định

-Mỗi trung tâm chỉ hấp phụ một tiểu phân

- Bề mặt chất hấp phụ là đồng nhất, nghĩa là năng lượng hấp phụ trên các trung tâm là như nhau và không phụ thuộc vào sự có mặt của các tiểu phân hấp trên các trung tâm bên cạnh

Thuyết hấp phụ Langmuir được mô tả bởi phương trình:

Trong đó:

,m : dung lượng và dung lượng hấp phụ cực đại (mg/g)

C : nồng độ dung dịch tại thời điểm cân bằng

b: hệ số của phương trình Langmuir (được xác định từ thực nghiệm)

Hình 2 8 Đường đẳng nhiệt hấp phụ Langmuir

Để xác định các hằng số trong phương trình Langmuir, ta có thể viết phương trình này ở dạng:

Đường biểu diễn C/  phụ thuộc vào C là đường thẳng có độ dốc 1/m và cắt

trục tung tại 1/b.m

Do đó:

β và α luôn là hằng số, riêng α luôn bé hơn 1

Vì α< 1 nên đường biểu diễn của phương trình là một nhánh parabol và được gọi là đường đẳng nhiệt hấp phụ Freundlich Đường này khác với đường Langmuir ở chỗ vùng nồng độ thấp đường biểu diễn không là đường thẳng đi qua gốc tọa độ và ở vùng nồng độ cao, đường biểu diễn không đại cực đại mà có xu hướng đi lên mãi, đó

là nhược điểm của đường Freundlich Ở vùng nồng độ trung bình, hai đường biểu diễn giống nhau

Để đường hấp phụ mô tả đúng phương trình hấp phụ Freundlich cần giả thiết

α không phải là hằng số mà là hàm số của nồng độ, ở nồng độ thấp α=1 khi đó ta sẽ

có

A=β.CCòn ở nồng độ cao hơn khi α=0 khi đó ta sẽ có:

A=β

Để tính các hằng số trong phương trình Freundlich người ta cũng dung phương pháp đồ thị Phương trình Freundlich có thể viết dưới dạng:

lg A= lgβ + αlg C Như vậy lg A tỉ lệ bậc nhất với lgC Đường biểu diễn trong hệ tọa độ lgA-lgC

sẽ cắt trục tung tại N

Hình 2 10 Đồ thị xác định các hệ số trong phương trình Freundlich

Ta có: ON = lgβ

tgγ = α

Từ hai phương trình này ta sẽ xác định được α, β

2.4.2 Xác định giá trị pH trung hòa điện của vật liệu

Giá trị trung hòa điện (Point of zero charge – pHpzc) là giá trị pH tại đó bề mặt vật liệu trung hòa về điện Phương pháp xác định dựa trên giả thiết là các proton H+ và các nhóm hydroxyl OH- là các ion quyết định điện tích, vật liệu trong