1
ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN Vũ Tuấn Long
Nghiªn cøu biÕn tÝnh mét sè vËt liÖu
hÊp phô cã nguån gèc tù nhiªn §Ó
xö lý amoni trong n−íc
LUẬN VĂN THẠC SỸ KHOA HỌC Cán bộ hớng dẫn khoa học
:
PGS.TS ng Kim Loan
H NI 2011
4
MC LC
Mở đầu 1
Chơng 1 - tổng quan 3
1.1. Tổng quan về amoni 3
1.1.1. Amoni trong môi trờng nớc [5] 3
1.1.2. Tác động của amoni tới nguồn nớc và sức khỏe con ngời 4
1.1.3. Hiện trạng về ô nhiễm amoni trong một số nguồn nớc ở Hà Nội 5
1.1.4. Các phơng pháp hiện hành cho xử lý amoni trong nớc 6
1.2. Tổng quan về một số vật liệu có nguồn gốc tự nhiên dùng trong nghiên cứu 10
1.2.1. Bùn đỏ 10
1.2.2. Bentonit 13
1.2.3. Laterit 15
1.3. Phơng pháp hấp phụ [9] 16
1.3.1. Khái niệm 16
1.3.2. Cơ sở lý thuyết của quá trình hấp phụ [9] 17
1.3.3. Một số nghiên cứu sử dụng chất hấp phụ để loại bỏ amoni trong nớc 20
3.3. Khảo sát các yếu tố ảnh hởng đến quá trình hấp phụ amoni của VL2 42
3.3.1. Xác định tổng số tâm axit của VL2 42
3.3.2. Khảo sát sự ảnh hởng của pH đến hiệu suất của quá trình hấp phụ 44
3.3.3. Khảo sát sự ảnh hởng của nhiệt độ đến hiệu suất quá trình hấp phụ 46
3.3.4. Khảo sát sự ảnh hởng của nồng độ đến hiệu suất quá trình hấp phụ 48
3.3.5. Khảo sát ảnh hởng của khối lợng chất hấp phụ đến hiệu suất 49
3.4. Khảo sát khả năng hấp phụ amoni của bùn đỏ biến tính trên pha động 51
3.4.1. Thiết kế hệ thống hấp phụ 51
3.4.2. Khảo sát với các tốc độ dòng khác nhau 52
3.4.3. Khảo sát với mẫu nớc thật 59
3.4.4. Mô hình thí nghiệm tính toán khả năng áp dụng bùn đỏ biến tính xử lý
nớc nhiễm amoni quy mô hộ gia đình. 63
3.5. Khảo sát khả năng tái sinh của vật liệu 63
Kết luận và kiến nghị 65
Tài liệu tham khảo 66 6
Danh mục bảng biểu
Bảng 1. Dạng tồn tại của amoni phụ thuộc vào pH
3
Bảng 2. Hàm lợng các hợp chất nitơ trớc và sau xử lý ở nhà máy nớc Tơng Mai
và Pháp Vân 5
Bảng 3. Thành phần hóa học của bùn đỏ 12
Bảng 4. Thành phần khoáng vật kết tinh trong laterit tự nhiên 16
Bảng 5. Danh mục các thiết bị, dụng cụ hóa chất sử dụng trong thực nghiệm 22
Bảng 6: So sánh hiệu suất hấp phụ amoni của các loại vật liệu thô và biến tính 34
Bảng 7: So sánh hiệu suất hấp phụ amoni của ba loại vật liệu 35
Hình 9: Đồ thị xác định các hằng số trong phơng trình Langmuir 29
Hình 10: Phổ nhiễu xạ tia X của VL1 30
Hình 11: ảnh chụp SEM của VL1 30
Hình 12: Phổ nhiễu xạ tia X của VL2 31
Hình 13: ảnh chụp SEM bề mặt của VL2 ở các độ phóng đại khác nhau 32
Hình 14: Phổ nhiễu xạ tia X của VL3 33
Hình 15: ảnh chụp SEM của VL3 33
Hình 16: So sánh hiệu suất hấp phụ amoni của ba loại vật liệu 35
Hình 17: Đờng cong hấp phụ amoni của VL1 37
Hình 18: Đồ thị biểu diễn sự phụ thuộc của C
l
/Cr vào C
l
của VL1 38
Hình 19: Đờng cong hấp phụ amoni của VL2 39
Hình 20: Đồ thị biểu diễn sự phụ thuộc của C
l
/Cr vào C
l
của VL2 39
Hình 21: Đờng cong hấp phụ amoni của VL3 40
Hình 22: Đồ thị biểu diễn sự phụ thuộc của C
l
/Cr vào C
l
củaVL3 41
Hình 23: Dung lợng hấp phụ amoni cực đại của các vật liệu 42
Hình 24: Nồng độ NaOH còn lại khi cân bằng theo thời gian 44
8
Đây là hớng đi rất có triển vọng đối với các vấn đề về ô nhiễm amoni, và cả về khía
cạnh kinh tế, vì các vật liệu hấp phụ có nguồn gốc tự nhiên có giá thành tơng đối
rẻ. Tại Việt Nam, có rất nhiều mỏ với trữ lợng lớn các vật liệu: bentonit, laterit, và
đặc biệt là bùn đỏ. Các dự án khai thác quặng bôxit ở Tây Nguyên đang đợc triển
khai đồng thời cũng đặt ra một thách thức lớn đối với việc quản lý và xử lý bùn đỏ,
một chất thải độc hại.
Bentonit, laterit và bùn đỏ là các vật liệu có nguồn gốc tự nhiên với các thành
phần chủ yếu là các oxit kim loại nh: Al
2
O
3
, Fe
2
O
3
và chúng có độ xốp cao nên
đ đợc nghiên cứu sử dụng làm vật liệu hấp phụ. Để tạo cơ sở cho việc ứng dụng
các vật liệu trên làm vật liệu hấp phụ để xử lý amoni trong nớc trớc tiên cần
chứng minh đợc hiệu quả xử lý của chúng. Đó chính là lý do đề xuất đề tài: "
Nghiên cứu biến tính một số vật liệu hấp phụ có nguồn gốc tự nhiên để xử lý
amoni trong nớc".
Mục tiên nghiên cứu của luận văn : nghiên cứu các vật liệu có nguồn gốc tự
nhiên và tận dụng các chất thải làm chất hấp phụ loại bỏ amoni trong môi trờng
nớc.
2
Nội dung nghiên cứu trong luận văn là:
Biến tính các vật liệu: Bentonit, bùn đỏ, laterit.
Khảo sát khả năng hấp phụ amoni của các vật liệu đ biến tính và tìm chọn
nitrat, nitrit và vi sinh. Theo QCVN 2008/BTNMT quy định cho nớc mặt: loại A
(amoni 0,1-0,2; nitrit 0,01-0,02; nitrat 2-5 (mg N/l)), loại B (amoni 0,5-1,0;
nitrit 0,04-0,05; nitrat 10-15 (mg N/l); cho nớc ngầm: amoni 0,1; nitrit 1,0 và
nitrat 15 mg N/l.
Độ độc của amoni phụ thuộc cao vào pH nớc (mà cụ thể vào dạng phân
tử). Mức amoni tổng (NH
3
+ NH
4
+
) ở khoảng 0,25 mg/L đ có thể gây nguy hại cho
cá và các loài sinh vật nớc khác. Riêng dạng phân tử (NH
3
), chỉ cần ở nồng độ rất
thấp (0,01 - 0,02 mg/L) cũng đ có thể giết chết cá [22] .
Bảng 1. Dạng tồn tại của amoni phụ thuộc vào pH (tỷ lệ nồng độ %)
[19]pH
6
7
8
9
10
22
Quỹ lơng thực thế giới (FAO) quy định cho nớc nuôi cá: amoni <0,2mg/L,
đối với họ cá Salmonid (cá hồi) và 0,8mg/L đối với họ cá Cyprinid (cá chép) [14].
Amoni là một thông số không bền, khi ở dạng ion, nó lấy oxy trong nớc để
bị oxy hoá trở thành nitrat [4]. Trong trờng hợp đó, nó là độc tố đối với đời sống
của thuỷ sinh vật trong môi trờng nớc (làm giảm pH và giảm nồng độ oxy trong
4
nớc) theo phơng trình dới đây:
NH
4
+
+ 2 O
2
NO
3
-
+ H
2
O + 2 H
+
(1)
1.1.2. Tác động của amoni tới nguồn nớc và sức khỏe con ngời
Theo tài liệu của Tổ chức y tế thế giới WHO có thể tóm tắt ảnh hởng của N-
amoni trong nớc cấp nh sau:
- Amoni trong nớc sẽ làm giảm hiệu quả và độ tin cậy của quá trình clo hóa
1.1.3. Hiện trạng về ô nhiễm amoni trong một số nguồn nớc ở Hà Nội
Hình 1. Sơ đồ công nghệ xử lý nớc ngầm tại các nhà máy nớc Hà Nội
Trong khi những nghiên cứu về tình hình ô nhiễm amoni trong nguồn nớc
ngầm cho các kết quả báo động thì công nghệ xử lý nớc cấp của phần lớn các nhà
máy nớc tại Hà Nội vẫn là những quy trình công nghệ truyền thống theo sơ đồ
công nghệ trên hình 1. Với công nghệ xử lý này, sắt trong nớc ngầm hầu nh đợc
loại bỏ hoàn toàn, ở mức độ nhất định xử lý đợc đồng thời cả sắt và mangan.
Nhng những thiết kế công nghệ hiện tại lại cha tính đến các khả năng đối phó với
các nguy cơ ô nhiễm amoni, ô nhiễm nớc thải công nghiệp, nớc thải sinh hoạt, cơ
clo do sát trùng [3].
Bảng 2.
Hàm lợng các hợp chất nitơ trớc và sau xử lý ở nhà máy nớc
Tơng Mai và Pháp Vân ( 2/2003-4/2003) [3]
Kết quả xác định Chỉ tiêu
chất lợng
Đơn vị
Trớc xử lý sắt Sau xử lý sắt
NMN Tơng Mai
NH
4
+
mg/l 12,5-20,4 9,3-15,8
NO
2
-
mg/l Kph-0,06 0,62-0,98
Bùn thải hoặc đi xử lý6
Từ bảng 2 cho thấy hàm lợng amoni trong nớc sau xử lý giảm không đáng
kể, hàm lợng NO
2
-
biến đổi theo chiều hớng tăng lên, từ 0-0,06 mg/l trong nớc
thô, sau quá trình xử lý sắt đ lên tới 0.98 mg/l ( nhà máy nớc Tơng Mai) và từ
0,048 mg/l lên 1,46 (nhà máy nớc Pháp Vân. Trong khi cha đủ chứng cớ đánh giá
mức độ tác hại của amoni lên cơ thể con ngời thì tác hại của NO
2
-
đ đợc biết rõ.
Với hàm lợng NO
2
-
trong nớc uống > 3 mg/l (QCVN/01/BYT 2009) dễ có khả
năng hủy hoại hồng cầu trẻ em.
Ngoài ra, nguồn nớc mặt cũng đang bị ô nhiễm nghiêm trọng. Nguyên nhân
chính là do nớc thải của các hoạt động sản xuất công nghiệp, nớc thải sinh hoạt,
nớc thải của các làng nghề, lò mỏ, bi rác và hoạt động canh tác nông nghiệp
cũng đang gây ra sự ô nhiễm amoni một cách đáng báo động. Nếu các loại nớc thải
này đợc thải bỏ trực tiếp ra ngoài môi trờng nh nớc rác với hàm lợng amoni
lên đến 500 mg/l, nớc thải lò mỏ hàm lợng amoni là 100mg/l thì sẽ gây nên
hiện tợng phú dỡng cho nguồn nớc trong một thời gian ngắn.
Nh vậy từ thực trạng của tình hình ô nhiễm amoni và công nghệ xử lý nớc
Khi trong nớc có mạt amoni sẽ xảy ra phản ứng giữa HClO với amoni tạo ra
các cloramin. Nếu d clo sẽ xảy ra các phản ứng phân hủy các cloramin. Lúc này
lợng clo d trong nớc sẽ giảm xuống mức thấp nhất vì xảy ra quá trình phân hủy
cloramin, điểm tơng ứng với giá trị này gọi là điểm đột biến.
Theo lý thuyết để xử lý hết amoni trong nớc phải đảm bảo tỷ lệ Cl : N = 7,6 :
1, song thực tế phải tăng tỷ lệ lên 8 : 1 hoặc cao hơn mới oxi hóa hoàn toàn amoni [8].
Những nghiên cứu trớc đây cho thấy tốc độ clo hóa với các chất hữu cơ chỉ
bằng nửa tốc độ oxy hóa amoni, khi amoni phản ứng gần hết thì lúc đó clo sẽ phản
ứng với các chất hữu cơ có trong nớc tạo nên các chất cơ clo có mùi đặc trng khó
chịu và có độc tính cao. Trong đó có khoảng 15% tạo thành nhóm các hợp chất THM-
trihalometan và HA-axitaxetichalogen là các chất có thể gây ung th ở ngời [7].
Ngoài ra với việc sử dụng lợng clo rất lớn và qua nhiều công đoạn khác
nhau nh trên sẽ làm cho việc sử dụng và xây dựng quy trình sản xuất rất khó đợc
áp dụng mặc dù giá thành rẻ.
1.1.4.2. Phơng pháp điện thẩm tách
Điện thẩm thách đợc thực hiện bằng cách đặt các màng có tính chọn lọc với
cation và anion luân phiên nhau dọc theo dòng điện. Phơng pháp này hiện đang
mang lại hiệu quả tơng đối cao trong việc xử lý amoni. Công nghệ điện thẩm tách
sử dụng để tách loại amoni có nhiều u điểm vì đồng thời có thể tách loại đợc một
số kim loại nặng có mặt trong nớc ngầm nh As, Cd [9].
Tuy nhiên điện thẩm tách cũng còn một số hạn chế nh: cần có hệ thống lọc sơ
bộ để loại sắt và cặn, tiêu tốn nớc vì có tỉ lệ nớc thải khá cao và kinh phí tốn kém.
1.1.4.3. Thẩm thấu ngợc
Thẩm thấu đợc định nghĩa là sự di chuyển tự phát của dung môi từ một dung
dịch long vào một dung dịch đậm đặc qua một màng bán thấm. Tại một áp suất nhất
định sự cân bằng đợc thiết lập thì áp suất đó đợc gọi là áp suất thẩm thấu.
8
Khi áp suất tăng trên áp suất thẩm thấu ở phía dung dịch có màng thì xuất
9
Trong phơng pháp này, amoni sẽ đợc chuyển hóa thành nitrat hoặc khí nitơ
nhờ hoạt tính của các vi sinh vật có trong tự nhiên. Trong quá trình sinh trởng vi
sinh vật sẽ cần các nguồn dinh dỡng là C, N, chúng lấy N từ nguồn N-Amoni và C
từ hóa chất hữa cơ bổ xung trong quá trình xử lý. Vi sinh vật sẽ tạo ra các điều kiện
về dinh dỡng cũng nh các yếu tố khác để làm cho nó có hoạt tính cao nhất.
Phơng pháp này có chi phí thấp nên đang là một triển vọng có thể áp dụng đợc ở
điều kiện kinh tế của chúng ta.
1.1.4.6. Phơng pháp Ozon (O
3
) hóa với xúc tác Br
-
[9]
Để khắc phục nhợc điểm của phơng pháp clo hóa đến điểm đột biến ngời
ta có thể thay thế một tác nhân oxy hóa khác nh O
3
với sự có mặt của ion Br
-
. Về
cơ bản xử lý amoni bằng O
3
với sự có mặt của ion Br
-
trong môi trờng axit cũng
diễn ra theo cơ chế giống nh phơng pháp clo hóa tới điểm đột biến. Dới tác dụng
của O
3
, Br
-
2
Br + NHBr N
2
+ 3Br
-
+ 3H
+
(6)
Đây chính là điểm tơng đồng giữa hai phơng pháp ozon hóa và clo hóa xúc
tác Br
-
do Galat-Gorhev và Moris tìm ra năm 1975.
1.1.4.7. Phơng pháp trao đổi ion
Quá trình trao đổi ion là quá trình hóa lý thuận nghịch trong đó xảy ra phản
ứng trao đổi ion trong dung dịch điện ly với các ion trên bề mặt hoặc bên trong của
pha rắn tiếp xúc với nó.
Nhựa trao đổi ion (cationit) dạng rắn đợc dùng để thu những ion nhất định
trong dung dịch và giải phóng vào dung dịch một lợng tơng đơng các ion khác
10
có cùng điện tích. Nhựa trao đổi ion là những hợp chất cao phân tử hữu cơ có chứa
các nhóm chức có khả năng trao đổi ion với công thức chung là RX, trong đó R là
gốc hữu cơ phức tạp, X có thể là nhóm sulfonic ( -SO
3
H-) là một axit mạnh sẵn sàng
trao đổi H
+
với các cation khác theo phơng trình sau:
R-X-H
+
] = 1 và càng tăng pH cân bằng càng
chuyển nhanh về phía NH
3
.
Vì NH
3
là một khí nhẹ hơn không khí, do đó nếu áp dụng các biện pháp sục
hoặc thổi khí thì NH
3
sẽ thoát ra khỏi nớc; theo định luật Henry làm chuyển dịch
cân bằng về phía phải
NH
4
+
+ OH
-
NH
3
+ H
2
(9)
Trong thực tế, pH phải tăng lên xấp xỉ 11mới có thể chuyển tối đa NH
4
+
thành NH
3
; lợng khí cần để NH
3
2
O
3
(ở dạng bền) chuyển thành
Al(OH)
3
, sau đó đợc chuyển hóa về Al
2
O
3
theo các phản ứng sau :
Al
2
O
3
+ 2OH + 3H
2
O 2(Al(OH)
4
) (10)
(Al(OH)
4
)
-
+ Na
+
Al(OH)
3
+ Na + OH
-
Hình 2. Bùn đỏ sinh ra từ công nghệ Bayer
Lọc
Bôxit
Buồng phản
ứng áp lực cao
ất
Nhôm ôxít
Lò quay
Bùn đỏ
Kết tinh
Na[Al(OH)
4
]
NaOH
-3
, trong khi yêu cầu về đất (thổ nhỡng) cần phải có tỷ
khối < 1,5 g.cm
-3
. Các vùng có tỷ khối vợt quá 1,5 g.cm
-3
sẽ ngăn trở quá trình
thâm nhập của rễ cây và do vậy ngăn cản cả việc hình thành hệ thực vật, với những
nơi tỷ khối trên 1,6 g.cm
-3
thực vật không thể sinh trởng bình thờng đợc. Kích
thớc hạt bùn đỏ trung bình từ 2-100
à
m; với kích thớc hạt rất nhỏ sẽ gây bụi làm
ô nhiễm không khí .
Nhng tác hại chủ yếu và nghiêm trọng nhất của bùn đỏ phải nói là pH; với
pH > 11% đ gây nguy hại khi tiếp xúc trực tiếp đối với ngời và động vật. Đối với
môi trờng, nớc chảy qua bùn đỏ khi chảy xuống sông sẽ làm chết tôm cá và thủy
sinh vật, làm suy giảm nguồn nớc mặt và nớc ngầm, có nguy cơ bị nhiễm các kim
loại nặng độc hại có thể gây ung th hoặc chết đối với con ngời và động thực vật.
Bảng 3. Thành phần hóa học của bùn đỏ[26]
Thnh
phn
T l (%)
Thnh
phn
T l (%)
3
48.50
ZnO
0.027
TiO
2
5.42
MgO
0.049
CaO
3.96
MnO
0.17
Na
2
O
7.50
Tóm lại, bên cạnh những công trình nghiên cứu xử lý và quản lý nhằm giảm
các tác động xấu của bùn đỏ đến môi trờng và con ngời, những hớng tái sử dụng
bùn đỏ sau cũng đ đợc quan tâm:
- Sản xuất gốm thủy tinh - Sản xuất xi măng
- Sản xuất gạch chịu lửa và không chịu lửa - Xử lý đất
- Thu hồi kim loại, và kim loại quý - Hấp thụ làm sạch gas
- Xử lý nớc thải
1.2.2. Bentonit
1.2.2.1. Bentonit trong tự nhiên
Bentonit là loại khoáng sét tự nhiên có thành phần chính là montmorillonit.
Công thức đơn giản nhất ứng với nửa "tế bào" đơn vị cấu trúc của montmorillonit là
Al
2
O
3
.4SiO
2
.nH
2
O. Trong trờng hợp lý tởng công thức của montmorillonit là
Si
8
Al
4
O
20
(OH)
4
ứng với 1 đơn vị cấu trúc. Tuy nhiên trên thực tế thành phần của
bentonit luôn khác với thành phần đợc miêu tả trên theo lý thuyết vì trong cấu trúc
Đặc trng cơ bản của bentonit là khả năng trao đổi ion, do có sự thay thế
đồng hình cation. Khả năng này phụ thuộc vào lợng điện tích âm bề mặt và số
lợng ion trao đổi. Nếu số lợng điện tích âm càng lớn và số lợng cation trao đổi
càng nhiều thì dung lợng trao đổi ion càng lớn.
Hình 4 dới đây minh họa cấu trúc mạng không gian của khoáng vật
bentonit.
Hình 4. Cấu trúc mạng không gian của Bentonit
Tính chất hấp phụ của bentonit đợc quyết định bởi đặc tính bề mặt và cấu
trúc lớp của chúng. Do bentonit có cấu trúc tinh thể và độ phân tán cao nên có cấu
trúc xốp và bề mặt riệng lớn. Cấu trúc xốp ảnh hởng lớn đến tính chất hấp phụ của
các chất, đặc trng của nó là tính chọn lọc chất bị hấp phụ, chỉ có phân tử nào có
đờng kính đủ nhỏ so với lỗ xốp thì mới chui vào đợc bên trong vật liệu hấp phụ.
Dựa vào đặc tính này ngời ta có thể hoạt hóa bentonit dùng để tách một số chất.
Đây cũng là một đặc tính khác biệt của bentonit với một số các chất hấp phụ khác.
15
Hiện nay ở nớc ta có nguồn bentonit khá phong phú, có thể cho khai thác
với trữ lợng 20.000-24.000 tấn/năm trong khoảng 15 năm. Bentonit phân bố ở Cổ
Định (Thanh Hóa), Tam Bố, Đa Lé (Lâm Đồng), Nha Mé (Bình Thuận) và Bà Rịa -
Vũng Tàu [8]. Trữ lợng quặng bentonit của Việt Nam đ xác định dự báo khoảng
95 triệu tấn [11]. Mỏ sét Nha mé (tại x Phong Phú - Tuy Phong - Bình Thuận) là
mỏ sét kiềm duy nhất tại Việt Nam có trữ lợng hàng triệu tấn, thuộc loại lớn trên
thế giới hiện nay [8].
Al
2
O
3
14,83
Fe
2
O
3
32,14
CaO 0,14
MgO 0,18
MsiO
3
1,94
K
2
O 0,33
Hình 5. Vật liệu Laterit Bảng 4. Thành phần khoáng vật kết tinh
trong laterit tự nhiên
Laterit là một trong các khoáng tự nhiên có chứa sắt điển hình nhất với thành
phần chủ yếu là Fe
2
O
3
lên tới 30% và là khoáng chất có cấu trúc xốp gồm nhiều lỗ
rỗng có kích thớc cỡ từ 200-600nm giống nh tổ ong nên trong dân gian còn gọi là
đá ong. Với cấu trúc và thành phần khoáng nh thế nên laterit rất dễ hình thành các
tâm hấp phụ các hạt mang điện tích, tạo nên khả năng hấp phụ cho chúng [8,11].
Laterit tự nhiên thờng chứa một lợng sét khá lớn và một vài thành phần
k1, k2 : các hằng số tốc độ của các quá trình hấp phụ và giải hấp
Do vậy, các phân tử của chất bị hấp phụ khi đ hấp phụ lên bề mặt chất hấp
phụ vẫn có thể di chuyển trở lại pha lỏng hoặc pha khí. Theo thời gian, phần tử chất
lỏng hoặc chất khí di chuyển lên bề mặt chất rắn càng nhiều thì sự di chuyển ngợc
trở lại pha lỏng hoặc khí của chúng càng lớn. Đến một thời điểm nào đó, tốc độ hấp
phụ lên bề mặt của chất hấp phụ sẽ bằng tốc độ di chuyển của chúng ra ngoài pha
lỏng hoặc khí. Khi đó, quá trình hấp phụ sẽ đạt tới trạng thái cân bằng.
Tải trọng hấp phụ cân bằng là một đại lợng biểu thị khối lợng của chất bị
hấp phụ trên một đơn vị khối lợng của chất hấp phụ tại trạng thái cân bằng, ở một
nồng độ và nhiệt độ xác định:
k1
k2
180
( ).
l
C C V
q
m
=
V : Thể tích dung dịch
m : khối lợng chất hấp phụ
C
0
: nồng độ dung dịch đầu
: tải trọng hấp phụ cực đại
Các mô hình hấp phụ đẳng nhiệt:
Các mô hình hấp phụ đẳng nhiệt có ý nghĩa và vai trò quan trọng trong việc
đánh giá hiệu quả của một mô hình hấp phụ. Đờng hấp phụ đẳng nhiệt mô tả sự
phụ thuộc giữa tải trọng hấp phụ vào nồng độ cân bằng của chất bị hấp phụ trong
dung dịch tại một nhiệt độ xác định. Các hằng số trong các phơng trình hấp phụ
đẳng nhiệt là các chỉ số đánh giá các tính chất và ái lực bề mặt của các chất hấp phụ.
Copyright: Tài liệu đại học ©