Luận án Nghiên cứu khả năng ứng dụng các hệ Oxi hóa đa thành phần được hoạt hóa bởi Fe(0) và UV để xử lý một số kháng sinh trong môi trường nước

Nội dung text: Luận án Nghiên cứu khả năng ứng dụng các hệ Oxi hóa đa thành phần được hoạt hóa bởi Fe(0) và UV để xử lý một số kháng sinh trong môi trường nước

1. 113 Nồng độ ion [H+] trong nước thải ban đầu: pH = 7 => [H+] = 10-7 (mol/l) Nồng độ ion [H+] cần hạ pH: pH = 5 => [H+] = 10-5 (mol/l) Lượng [H+] cho thêm vào bằng lượng [H+] tăng từ 10-7 lên 10-3 [H+] = 10-5 - 10-7 = 9,9 x 10-6 (mol/l) Ta có phương trình phân ly + 2- H2SO4 → 2H + SO4 Sử dụng H2SO4 98% để trung hòa nước thải, lượng H2SO4 cần bổ sung: −4 [H2SO4]×푄× 2푆 4 495 10 ×3,33×1000×98 QH2SO4 = = = 8,94 (l/h) %×휌 2푆 4 0,98×1840 Trong đó: Q: Lưu lượng nước thải trung bình trong 1 giờ chảy vào bể oxy hóa, Q = 3,33 m3/h. MH2SO4: Khối lượng phân tử của H2SO4, g/mol. C%: Nồng độ dung dịch H2SO4, C% = 98% = 0,98 ρH2SO4: Khối lượng riêng của H2SO4, ρH2SO4 = 1,84g/ml =1840g/l. -6 -4 [H2SO4]: Nồng độ mol = 9,9 x 10 /2 = 495 x 10 Tính lượng ZVI, H2O2 và Na2SO8 cho vào 2- Theo tính toán mục 3.3.3 mZVI= 741,136 µg/L, [H2O2] = 5,658 µM, [S2O8 ]=2 µM, cường độ UV = 17W cho thể tích 500 mL NTBV. Hiệu suất phản ứng : 100%-5,3%=94,7% Khối lượng ZVI cho vào 1 ngày:741136 x 10-9 x 1120/0,5 x 12 x 60/30/94,7% = 63,1 (kg/m3/ng) -6 Khối lượng NaS2O8 sử dụng cho 1 ngày là: 2 x 10 x 1120 / 0,5 x 12 x 60/30 x 283,08/ 94,7% = 48,22 (kg/m3/ngày) -6 Lượng H2O2 sử dụng trong 1 ngày là: 5,658 x 10 x 1120 / 0,5 x 12 x 60/30 x 34 /94,7% = 16,38 (kg/m3/ngày) Liều lượng UV cho 0,5L NTBV: Công suất UV (W/cm2) x thời gian (s) = 17 x 30 x 60/527,8 = 57,98 (Ws/cm2) Bố trí các đèn UV 75W dọc theo mặt bể với kích thước Ø 28 x 110 cm Số lượng đèn trong bể: 57,98 x 1120/0,5/3,14/2,8/110/75 = 2 đèn
2. 115 푄 3,33 퐹 = = = 0,222 m2 푣 15 Trong đó: Q : lưu lượng nước đi vào các bể, Q = 40 m3/ngày.đêm = 3,33 m3/h (Hoạt động 12h/ngày) v: tốc độ lọc tính toán khi bể lọc làm việc bình thường (m/h), chọn Vtb = 15 m/h Số bể lọc tính theo công thức: N=0,5√퐹 = 0,5 √0,222=0,24 Chọn N bằng 1 bể và 1 bể dự phòng 4 0,222 Đường kính 1 bể: D=√ = 0,53 3,14 Tính chiều cao toàn phần của bể lọc áp lực: H = Hđ + Hv + Hn + Hph (m) Trong đó: Hđ : chiều cao sỏi đỡ (m), chọn Hđ = 200 mm ( Hđ = 150÷200 mm theo TCXD 33:2006) Hv : chiều cao lớp vật liệu lọc Lớp cát thạch anh cao 400÷500 mm →chọn = 500 mm Lớp than antraxit cao 400÷500 mm →chọn = 500 mm →Hv = 500 + 500 = 1000 mm = 1 m Hn : chiều cao lớp nước trên vật liệu lọc, chọn Hn = 0,5 m [134] Hph : chiều cao phụ kể đến việc dâng nước khi bể rửa, chọn Hph = 0,3 m [136] →H = 0,2 + 1 + 0,5 + 0,3 = 2 m Bảng 3.19 Tổng hợp các thông số công nghệ cơ bản dây chuyền xử lý NTBV nhiễm kháng sinh CIP, AMO TT Hạng mục Số đơn nguyên Thông số cơ bản 1 Bể trộn 1 Kích thước bể D x R x C: 1,1 m x 1,1 m x1,2 m 2 Bể đông keo tụ 1 Kích thước DxRxC: 1,1 m x 1m x 1,2 m
3. 117 KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ Đề tài luận án đã giải quyết các vấn đề sau 1. Đã xác định khả năng hoạt hóa của các kim loại hóa trị 0 (ZVI, ZVA và ZVC) để 2- * *- phân hủy S2O8 tạo các gốc oxy hóa tự do HO và SO4 để xử lý CIP ô nhiễm trong nước. Trong số ba hệ oxy hóa nâng cao hai thành phần thì quá trình 2- CIP/ZVI/S2O8 diễn ra trong thời gian ngắn nhất và cho hiệu xuất xử lý CIP cao 2- 2- nhất so với CIP/ZVA/S2O8 và CIP/ZVC/S2O8 . 2. Đã nghiên cứu hiệu quả phân hủy CIP và AMO trong môi trường nước bằng các quá trình oxy hóa nâng cao 3 và 4 thành phần bao gồm chất oxy hóa H2O2 và 2- S2O8 được hoạt hóa bằng ZVI trong điều kiện không hoặc có tia bức xạ UV. Quá trình chuyển hóa và phân hủy CIP và AMO bằng các hệ AOP trên đều tuân theo phương trình động học biểu kiến bậc 1. Hiệu suất xử lý AMO được xác định lần 2- 2- lượt như sau : H2O2/S2O8 /ZVI/UV > H2O2/ZVI/UV>S2O8 /ZVI/UV > 2- 2- H2O2/S2O8 /ZVI > H2O2/ZVI > S2O8 /ZVI. Còn đối với hiệu quả xử lý CIP bằng 2- 2- 6 hệ AOP theo thứ tự : H2O2/S2O8 /ZVI/UV > H2O2/ZVI/UV> H2O2/S2O8 /ZVI 2- 2- > S2O8 /ZVI/UV > H2O2/ZVI > S2O8 /ZVI. Với thời gian xử lý nhanh hiệu quả 2- cao, hệ AOP 4 thành phần H2O2 và S2O8 được hoạt hóa bằng ZVI và tia UV không chỉ giúp xử lý chất ô nhiễm kháng sinh mà còn hạn chế sự hình thành các vi khuẩn và gen kháng kháng sinh trong môi trường. 3. Đã nghiên cứu thành công xử lý NTBV bằng hệ oxy hóa nâng cao đa thành phần, khả năng tái sử dụng lại ZVI. Phương pháp bề mặt phản hồi (RSM) dựa trên thiết kế Box Behnken (BBD) được sử dụng để đánh giá và tìm các điều kiện tối ưu hóa các yếu tố của quá trình phân hủy NTBV nhiễm các chất kháng sinh AMO, CIP 2- trong hệ AOP H2O2/S2O8 /ZVI/UV (là mZVI= 6,742 mg/L, [H2O2] = 1,127 mM, 2- [S2O8 ] = 5 mM, cường độ UV = 17W, thời gian phản ứng = 30 phút và pH=5). Sau 120 phút khả năng khoáng hóa (TOC) là 47,6%. Dây chuyền xử lý NTBV nhiễm kháng sinh với công nghệ chính: đông keo tụ, lắng, oxy hóa nâng cao tăng cường kết hợp UV và lọc nhanh giúp xử lý triệt để các chất ô nhiễm trong NTBV và thân thiện với môi trường.
4. 119 DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH KHOA HỌC ĐÃ CÔNG BỐ 1. Nguyễn Thanh Hòa, Nguyễn Thanh Bình, Đỗ Ngọc Khuê, Vũ Đức Lợi, Tối ưu các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình xử lý nước thải dệt nhuộm bằng hệ oxy hóa nâng 0 cao kết hợp persulfate và H2O2 hoạt hóa bằng Fe dưới tia UV theo phương pháp bề mặt đáp ứng mô bình Box – Behken, Tạp chí Nghiên cứu KH&CN quân sự, Số Đặc san FEE, 2018, 8, 282- 288. 2. Nguyễn Thanh Hòa, Đỗ Ngọc Khuê, Vũ Đức Lợi, Nguyễn Thanh Bình, Enhanced 0 the combination of persulfate and H2O2 oxidation process activated by Fe (ZVI) for removing methylene blue (MB), Tạp chí phân tích hóa lý và sinh học, 2019, 24(2), 212- 219. 3. Nguyen Thanh Binh, Do Ngoc Khue, Tran Van Chung, Nguyen Thanh Hoa, Doan Song Quang, Kinetic modeling of degradation for alizarin yellow R by the activated persulfate by Fe0 (ZVI) under UV light, Tạp chí hóa học, 2019, 57(1), 46-51. 4. Nguyen Thanh Hoa, Hien Nguyen, Lien Nguyen, Khue Ngoc Do, Loi Duc Vu, Efficient removal of ciprofloxacin in aqueous solutions by zero-valent metal- activated persulfate oxidation: A comparative study, Journal of Water Process Engineering, 2020, 35, 101199. (SCIE-IF 5,485) 5. Hue Thi Cao, Do Ngoc Khue, Nguyen Thi The Nguyen, Pham Nguyet Anh, Hoang + Hoa Vu, Hoa Thanh Nguyen, Insight into removal TOC and NH4 from mature landfll leachate using coupled bio-coagulation from Moringa oleifera seeds and ZVI/H2O2 process, Journal of Water Process Engineering, 2021, 42, 102112 (SCIE- IF 5,485). 6. Nguyễn Thanh Hòa, Đỗ Ngọc Khuê, Vũ Đức Lợi, Vũ Hoàng Hoa, Vũ Thị Khắc, Nghiên cứu xử lý kháng sinh trong nước thải bệnh viện bằng hệ oxy hóa tăng cường hoạt hóa bằng sắt hóa trị 0 (ZVI) và tia UV, Tạp chí phân tích hóa lý và sinh học, 2021, 26 (3B), 125-138.
5. 121 degradation by UV-based advanced oxidation processes, Chemical Engineering Journal, 2014, 253(1), 229-236. [10] H. Xuexiang, M. Stephen, M. Irene, et al., Degradation kinetics and mechanism of β-lactam antibiotics by the activation of H2O2 and Na2S2O8 under UV-254nm irradiation, Journal of Hazardous Materials, 2014, 279, 375–383. [11] R. Kimberly & M. Stephen, Kinetics and mechanisms of sulfate radical oxidation of β-lactam antibiotics in water, Chemosphere, 2010, 81 (3), 359–365. [12] Z. Yiqing, X. Yongjun, Z. Yang, et al., Comparison of amoxicillin photodegradation in the UV/H2O2 and UV/persulfate systems: Reaction kinetics, degradation pathways, and antibacterial activity, Chemical Engineering Journal, 2019, 372, 420-428. [13] S. Yuqing, C. Dong-Wan, G. Nigel, et al., Degradation of antibiotics by modified vacuum-UV based processes: Mechanistic consequences of H2O2 and K2S2O8 in the presence of halide ions, Science of The Total Environment, 2019, 664, 312– 321. [14] R. Jorge, L. Elida, G. Carlos, et al., Micropollutants removal by full-scale UV- C/sulfate radical based Advanced Oxidation Processes, Science of The Total Environment, 2018, 630, 1216–1225. [15] D. Junmin, D. Haoran, Z. Cong, et al., Nanoscale zero-valent iron/biochar composite as an activator for Fenton-like removal of sulfamethazine, Separation and Purification Technology, 2018, 202, 130–137. [16] H. Imtyaz, Z. Yongqing, H. Shaobin, et al., Degradation of p-chloroaniline by persulfate activated with zero-valent iron, Chemical Engineering Journal, 2012, 203, 269–276. [17] L. Elisabeth, T. Elaine, B. Marcio, et al., Current trends in the use of zero-valent iron (Fe0) for degradation of pharmaceuticals present in different water matrices, Trends in Environmental Analytical Chemistry, 2019, 24, e00069. [18] M. Laura & C. Kimberly, Sustained persulfate activation using solid iron: Kinetics and application to ciprofloxacin degradation, Chemical Engineering Journal,
6. 123 266, 12–20. [28] H. Peidong & L. Mingce, Cobalt-catalyzed sulfate radical-based advanced oxidation: A review on heterogeneous catalysts and applications, Applied Catalysis B: Environmental, 2016, 181, 103–117. [29] N. Prince & C. Hyeok, Triclosan decomposition by sulfate radicals: Effects of oxidant and metal doses, Chemical Engineering Journal, 2011, 174 (2), 629–634. [30] T. Amy, F. Dennis, S. Jeremy, et al., Rates of Trace Mineral-Catalyzed Decomposition of Hydrogen Peroxide, Journal of Environmental Engineering, 2007, 133 (8), 853–858. [31] B. Françoise, M. Jean-Marie, E. Johan, et al., Quinolones in 2005: an update, Clinical Microbiology and Infection, 2005, 11 (4), 256–280. [32] D. Teresa & B. Michael, Ciprofloxacin, in Encyclopedia of Toxicology, Third E. Wexler, Ed. Oxford: Academic Press, 2014, 966–968. [33] M. Chandrappa, H. Ramakrishna, D. D. Ramadas, et al., Antibacterial activity of coleus aromaticus leaves, International Journal of Pharmacy and Pharmaceutical Sciences, 2010, 2, 63–66. [34] K. Simar, R. Rekha & N. Sanju, Amoxicillin: A Broad Spectrum Antibiotic., International Journal of Pharmacy and Pharmaceutical Sciences, 2011, 3, 30-37. [35] G. Luca, S. Stefan, & L. David, Pet animals as reservoirs of antimicrobial- resistant bacteria: Review, Journal of Antimicrobial Chemotherapy, 2004, 54 (2), 321–332. [36] S. C. Eppes and J. A. Childs, Comparative Study of Cefuroxime Axetil Versus Amoxicillin in Children With Early Lyme Disease, Pediatrics, 2002, 109 (6), 1173– 1177. [37] D. P. Brodie, J. V Griggs, and K. Cunningham, Comparative Study of Cefuroxime Axetil Suspension and Amoxycillin Syrup in the Treatment of Acute Otitis Media in General Practice, Journal of International Medical Research, 1990, 18 (3), 235– 239. [38] H. Stephan, B. Hanan, G. Herman, et al., Antimicrobial resistance: one world, one
7. 125 assessment of cytostatic drugs in hospital wastewater, Water Science and Technology, 2007, 56 (12), 141–149. [49] S. Lucia, G. Meritxell, R. Sara, et al., Contribution of hospital effluents to the load of pharmaceuticals in urban wastewaters: Identification of ecologically relevant pharmaceuticals, Science of The Total Environment, 2013, 461–462, 302–316. [50] O. Tiago, M. Mark, M. Micholas, et al., Characterization of Pharmaceuticals and Personal Care products in hospital effluent and waste water influent/effluent by direct-injection LC-MS-MS, Science of The Total Environment, 2015, 518–519, 459–478. [51] B. Larry, K. Steffanie, B. Greg, et al., Persistence and Potential Effects of Complex Organic Contaminant Mixtures in Wastewater-Impacted Streams, Environmental Science & Technology, 2013, 47 (5), 2177–2188. [52] K. Mitchell, B. Angela & L. James, Concentrations of prioritized pharmaceuticals in effluents from 50 large wastewater treatment plants in the US and implications for risk estimation, Environmental Pollution, 2014, 184, 354–359. [53] M. Xiu, B. Farida, C. Mei, et al., Occurrence of Antimicrobials in the Final Effluents of Wastewater Treatment Plants in Canada, Environmental Science & Technology, 2004, 38 (13), 3533–3541. [54] G. Paula, K. Mingu, S. Shah, et al., Occurrence and fate of antibiotic, analgesic/anti-inflammatory, and antifungal compounds in five wastewater treatment processes, Science of The Total Environment, 2014, 473–474, 235–243. [55] O. Kenny, C. Marion, B. Thierry, et al., Evidence for a Complex Relationship between Antibiotics and Antibiotic-Resistant Escherichia Coli: From Medical Center Patients to a Receiving Environment, Environmental Science & Technology, 2012, 46 (3), 1859–1868. [56] G. Meritxell, P. Mira, G. Antoni, et al., Removal of pharmaceuticals during wastewater treatment and environmental risk assessment using hazard indexes, Environment International, 2010, 36 (1), 15–26. [57] R. Roberto, R. Antonio, P. Jose, et al., Occurrence of emerging pollutants in urban
8. 127 [66] Bui Thi Thanh Phuong, Nguyen; Hieu Trung, Uyen Nhat Phuoc, et al., Removal of Antibiotics from Real Hospital Wastewater by Cold Plasma Technique, Journal of Chemistry, 2021, 2021, 9981738. [67] WHO, Global tuberculosis control, 2019. [68] CDC,2019 AR Threats Report, 2019. [69] L. Kyungwon, L. Mi Ae, L. Chae Hoon, et al., Increase of ceftazidime- and fluoroquinolone-resistant Klebsiella pneumoniae and imipenem-resistant Acinetobacter spp. in Korea: analysis of KONSAR study data from 2005 and 2007, Yonsei medical journal, 2010, 51 (6), 901–911. [70] H. Nasreen, S. Yoav, K. Jan, et al., Comparison of antibiotic-resistant bacteria and antibiotic resistance genes abundance in hospital and community wastewater: A systematic review, Science of The Total Environment, 2020, 743, 140804. [71] I. Mohammad, I. Moydul, H. Moydul, et al., Environmental Spread of New Delhi Metallo-β-Lactamase-1-Producing Multidrug-Resistant Bacteria in Dhaka, Bangladesh, Applied and Environmental Microbiology, 2017, 83 (15), e00793-17. [72] Le Thai Hoang, Ng. Charmaine, C. Hongjie, et al., Occurrences and Characterization of Antibiotic-Resistant Bacteria and Genetic Determinants of Hospital Wastewater in a Tropical Country, Antimicrobial agents and chemotherapy, 2016, 60 (12), 7449–7456. [73] A. R. Varela, O. C. Nunes, and C. M. Manaia, Quinolone resistant Aeromonas spp. as carriers and potential tracers of acquired antibiotic resistance in hospital and municipal wastewater, Science of The Total Environment, 2016, 542, 665– 671. [74] S. Satoru and Phan Thi Phuong Hoa, Distribution of Quinolones, Sulfonamides, Tetracyclines in Aquatic Environment and Antibiotic Resistance in Indochina, Frontiers in Microbiology, 2012, 3(67). [75] Hoang Thi Thanh Thuy and Tuan Dinh Nguyen, The potential environmental risks of pharmaceuticals in Vietnamese aquatic systems: case study of antibiotics and synthetic hormones, Environmental Science and Pollution Research, 2013, 20
9. 129 Pharmaceuticals: Effects and Risks, in Reviews of Environmental Contamination and Toxicology, 2008, 67–115. [86] O. Elnaz, H. Amir, Z. Yu, et al., A critical review on the effects of antibiotics on anammox process in wastewater, Reviews in Chemical Engineering, 2020. [87] S. Amir, S. Amy, K.Margaret, et al., Aquaculture practices and potential human health risks: Current knowledge and future priorities, Environment International, 2008, 34 (8), 1215–1226. [88] C. Wei, L. Tim, and F. Sai, Effects of Combined and Sequential Addition of Dual 2- Oxidants (H2O2/S2O8 ) on the Aqueous Carbofuran Photodegradation, Journal of Agricultural and Food Chemistry, 2006, 54 (26), 10047–10052. [89] W. Chu, Y. R. Wang, and H. F. Leung, Synergy of sulfate and hydroxyl radicals 2− in UV/S2O8 /H2O2 oxidation of iodinated X-ray contrast medium iopromide, Chemical Engineering Journal, 2011, 178, 154–160. [90] J. Li, Q. Ji, B. Lai, et al., Degradation of p-nitrophenol by Fe0/H2O2/persulfate system: Optimization, performance and mechanisms, Journal of the Taiwan Institute of Chemical Engineers, 2017, 80, 686-694. [91] D. Jiangkun, W. Yang, Faheem, et al., Synergistic degradation of PNP via coupling H2O2 with persulfate catalyzed by nano zero valent iron, RSC Advances, 2019, 35. [92] D. Niina, K. Eneliis, and T. Marina, Degradation of naproxen by ferrous ion- activated hydrogen peroxide, persulfate and combined hydrogen peroxide/persulfate processes: The effect of citric acid addition, Chemical Engineering Journal, 2017, 318, 254-263. [93] E. Irina, T. Marina, and D. Niina, Degradation of levofloxacin in aqueous solutions by Fenton, ferrous ion-activated persulfate and combined Fenton/persulfate systems, Chemical Engineering Journal, 2015, 279, 452–462. [94] K. Eneliis, D. Niina, M. Viisimaa, et al., Treatment of high-strength wastewater by Fe2+-activated persulphate and hydrogen peroxide, Environmental Technology, 2016, 37 (3), 352–359.
10. 131 heavy metals from acid mine drainage, in Chemical Engineering Transactions, 2011, 345–350. [105] P. Zhou, J. Zhang, Y. Zhang, et al., Degradation of 2,4-dichlorophenol by activating persulfate and peroxomonosulfate using micron or nanoscale zero- valent copper, Journal of Hazardous Materials, 2018, 344, 1209–1219. [106] C. Gu and K. Karthikeyan, Sorption of the antimicrobial ciprofloxacin to aluminum and iron hydrous oxides, Environmental Science and Technology, 2005, 39 (23), 9166–9173. [107] V. Paola, H. Florian, S. Javier, et al., Role of sulfate, chloride, and nitrate anions on the degradation of fluoroquinolone antibiotics by photoelectro-Fenton, Environmental Science and Pollution Research, 2017, 24 (36), 28175–28189. [108] M. Saeideh, R. Mohammadhossein, V. Morteza, et al., Removal of tylosin from 2− aqueous solution by UV/nano Ag/S2O8 process : Influence of operational parameters and kinetic study, Korean Journal of Chemical Engineering, 2014, 31 (9), 1577–1581. [109] G. Antoine, A. Ghada, and N. Sahar, Degradation of sulfamethoxazole by persulfate assisted micrometric Fe0 in aqueous solution, Chemical Engineering Journal, 2013, 228, 1168–1181. [110] J. Yuefei, S. Yuanyuan, D. Wei, et al., Thermo-activated persulfate oxidation system for tetracycline antibiotics degradation in aqueous solution, Chemical Engineering Journal, 2016, 298, 225–233. [111] H. Wei, F. Fuliang, C. Zing, et al., Studies on the optimum conditions using acid- washed zero-valent iron/aluminum mixtures in permeable reactive barriers for the removal of different heavy metal ions from wastewater, Journal of Hazardous Materials, 2016, 302, 437–446. [112] A. D. Bokare and W. Choi, Zero-valent aluminum for oxidative degradation of aqueous organic pollutants, Environmental Science and Technology, 2009, 43 (18), 7130–7135. [113] P. Neta, R. E. Huie, and A. B. Ross, Rate Constants for Reactions of Peroxyl
11. 133 [122] L. Airong, L. Jing, P. Bingcai, et al., Formation of lepidocrocite (γ-FeOOH) from oxidation of nanoscale zero-valent iron (nZVI) in oxygenated water, RSC Adv., 2014, 4 (101), 57377–57382. [123] Z. Yuzhou, W. Ting, Z. Dan, et al., Applications of nanoscale zero-valent iron and its composites to the removal of antibiotics: a review, Journal of Materials Science, 2019, 54 (19), 12171–12188. [124] L. Cheju, L. Ching-Ping, and C.Chi-Chin, pH dependence of persulfate activation by EDTA/Fe(III) for degradation of trichloroethylene, Journal of Contaminant Hydrology, 2009, 106 (3), 173–182. [125] L. Jaesang, G. Urs, and K. Jae-Hong, Persulfate-Based Advanced Oxidation: Critical Assessment of Opportunities and Roadblocks, Environmental Science & Technology, 2020, 54 (6), 3064–3081. [126] K. Thomas, A. Volz-Thomas, D. Mihelcic, et al., On the Exchange of NO3 Radicals with Aqueous Solutions: Solubility and Sticking Coefficient, Journal of Atmospheric Chemistry, 1998, 29 (1), 17–43, [127] Y. Yi, J. Joseph, M. Jun, et al., Comparison of Halide Impacts on the Efficiency of Contaminant Degradation by Sulfate and Hydroxyl Radical-Based Advanced Oxidation Processes (AOPs), Environmental Science & Technology, 2014, 48 (4), 2344–2351. [128] H. Rober, C. Carol, and N. Pedatsur, Electron transfer reaction rates and equilibria of the carbonate and sulfate radical anions, International Journal of Radiation Applications and Instrumentation. Part C. Radiation Physics and Chemistry, 1991, 38 (5), 477–481. [129] N. Shiori, N. Shiori, and K. Yoshinori, Mechanisms of phosphate removal from aqueous solution by zero-valent iron: A novel kinetic model for electrostatic adsorption, surface complexation and precipitation of phosphate under oxic conditions, Separation and Purification Technology, 2019, 218, 120–129. [130] A. Taicheng, A. Jibin, G. Yanpeng, et al., Photocatalytic degradation and mineralization mechanism and toxicity assessment of antivirus drug acyclovir:
12. PHỤ LỤC 1 2- Các phổ khối sản phẩm trung gian quá trình phân hủy AMO và CIP bằng H2O2/S2O8 /ZVI/UV Hình 1. Phổ khối A1 Hình 2. Phổ khối A2
13. Hình 5. Phổ ms/ms sản phẩm trung gian C1 Hình 6. Phổ ms/ms sản phẩm trung gian C2
14. PHỤ LỤC 2 Hình 8. Sắc ký đồ của CIP Hình 9. Sắc ký đồ của AMO