Trong nghiên cứu này, một số loại bê tông thải đã được thử nghiệm như chất hấp phụ hiệu quả và kinh tế để loại bỏ ion Cadmi (Cd2+) khỏi nước thải.
Lượng chất thải rắn xây dựng phát sinh ngày một gia tăng tại các đô thị, tạo ra sức ép cần phải có các giải pháp xử lý, tái sử dụng, tái chế hợp lý để bảo vệ môi trường một cách bền vững. Trong chất thải rắn xây dựng, các loại bê tông thải chiếm tỷ trọng lớn nhất lên tới 20-30%. Tuy nhiên, bê tông thải vẫn chưa được tái sử dụng hoặc tái chế hoàn toàn và bị loại bỏ mà không có bất kỳ xử lý nào ở hầu hết các nước đang phát triển. Trong nghiên cứu này, một số loại bê tông thải đã được thử nghiệm như chất hấp phụ hiệu quả và kinh tế để loại bỏ ion Cadmi (Cd2+) khỏi nước thải. Các thí nghiệm mẻ đã được thực hiện bằng cách sử dụng bê tông thải với 2 kích cỡ khác nhau 1-3 và 3-5 mm để tham gia các thí nghiệm hấp phụ với dung dịch nước thải tổng hợp có nồng độ Cd2+ từ 0-1000 mg/L, trong các thời gian phản ứng khác nhau để đánh giá thời gian hấp phụ cân bằng và dung lượng hấp phụ cực đại của vật liệu. Kết quả nghiên cứu cho thấy dung lượng hấp phụ cực đại Cd2+ của bê tông thải lên đến 6,4 – 6,7 mg/g, với hiệu suất xử lý cao nhất lên đến 100%, quá trình hấp phụ tuân theo quy luật của mô hình hấp phụ đẳng nhiệt Langmuir. Điều này cho thấy, bê tông thải có thể được sử dụng làm vật liệu hấp phụ chi phí thấp, hiệu quả, thân thiện, bền vững trong việc loại bỏ Cd2+ trong nước thải.
Từ khóa: Chất thải xây dựng, bê tông phế thải, chất hấp phụ, Cadmi, xử lý nước thải.
1. Giới thiệu
Sự phát triển của ngành xây dựng thời gian qua, đặc biệt là xây dựng hạ tầng kỹ thuật tăng cao, đã phát sinh một lượng lớn chất thải rắn (CTR) xây dựng và chiếm khoảng 10 – 15% CTR đô thị [1]. Các đô thị đặc biệt Hà Nội và thành phố Hồ Chí Minh, CTR xây dựng chiếm 25% CTR đô thị [1]. CTR xây dựng có thành phần chủ yếu là đất cát, gạch vỡ, thủy tinh, bê tông và kim loại…. Thành phần bê tông trong CTR xây dựng tại Quảng Ninh là khoảng 14% [1], trong khi đó, nghiên cứu của Tuân và các cộng sự (2018) với CTR xây dựng tại Hà Nội thì bê tông chiếm một tỷ trọng tương đối cao lên tới 23% [2]. Nghiên cứu của Hoang và cộng sự (2020) báo cáo tỷ lệ này lên tới 32% [3], Nguyễn và các cộng sự (2021) công bố kết quả khảo sát thành phần phế thải tại hai bãi chôn lấp CTR xây dựng Thanh Trì và Vĩnh Quỳnh cho thấy thành phần phế thải bê tông lần lượt chiếm đến 39,6% và 53,8% [4]. Bê tông có giá trị lớn cho việc tái sử dụng và tái chế, tuy nhiên, nhà máy tái chế CTR xây dựng vẫn chưa phát triển đầy đủ ở Việt Nam dẫn tới tỷ lệ tái chế, tái sử dụng còn rất thấp [5].
Cadmi là kim loại nặng được sản xuất thương mại bắt đầu vào đầu thế kỷ 20. Khoảng 3/4 cadmi sản xuất ra được sử dụng trong các loại pin (đặc biệt là pin Ni-Cd) và 1/4 còn lại sử dụng chủ yếu trong các chất màu, lớp sơn phủ, các tấm mạ kim và làm chất ổn định cho plastic [6]. Lượng Cadmi thải ra môi trường là do hoạt động sản xuất công nghiệp, khai thác quặng mỏ, luyện kim, đốt nhiên liệu hóa thạch và rác thải đô thị. Từ đó, Cd xâm nhập vào môi trường không khí, đất và nước. Các nghiên cứu chỉ ra rằng cadmium liên quan đến các tác động gây ung thư, giải thích tại sao nó được Cơ quan Nghiên cứu Quốc tế về Ung thư và Cơ quan Bảo vệ Môi trường Hoa Kỳ xếp vào loại I và nhóm B1 tương ứng. Nồng độ cadmium 0,005 mg/L là liều lượng Cd (II) cho phép trong nước uống theo khuyến cáo của Tổ chức Y tế Thế giới [7, 8]. Theo quy định của Việt Nam (QCVN 01-1: 2018/BYT), nồng độ tối đa của Cadmium trong nước cấp nghiêm ngặt hơn, dưới 0,003 mg/L. Đối với xả nước thải, EPA quy định nồng độ cao nhất của cadmium thải ra là 2 mg/L. Tại Việt Nam (QCVN 40: 2011/BTNMT, 2011), nồng độ Cd (II) 0,05 mg/L là giới hạn khi nước thải công nghiệp xả vào thủy vực dùng để cấp nước.
Trong những năm gần đây, đã có những nghiên cứu cho thấy các hạt bê tông thải có tiềm năng trong việc hấp thụ, xử lý các kim loại nặng trong nước thải. Các kết quả thí nghiệm động cho thấy CTR xây dựng có khả năng hấp phụ với hiệu suất cao đối với Cu (II), Pb (II) và Cd (II) từ dòng nước mưa bị ô nhiễm bởi kim loại nặng [9]. Kumara và cộng sự (2018) báo cáo về các nghiên cứu đã sử dụng CTR xây dựng như gạch, bê tông, xi măng để loại bỏ kim loại nặng trong nước thải [10]. Nghiên cứu của Zhang và cộng sự (2017), và Kumara và cộng sự (2019) sử dụng bê tông khí chưng áp để xử lý ion Cd, Pb trong nước thải, hiệu suất loại bỏ ion Cd từ 80-90%, tỷ lệ loại bỏ ion Pb là gần 100% [11, 12]. Các nghiên cứu này mở ra tiềm năng ứng dụng CTR xây dựng, bê tông thải như là chất hấp phụ hiệu quả để loại bỏ kim loại nặng như Cd trong nước thải. Bài báo này sẽ đánh giá khả năng hấp phụ và xử lý Cd (II) trong nước thải tổng hợp của các hạt bê tông thải, thông qua các thí nghiệm hấp phụ theo mẻ.
2. PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
2.1 Chuẩn bị vật liệu hấp phụ và đánh giá đặc tính hóa lý
Bê tông thải (BTT) được lấy từ dây chuyền nghiền tái chế bê tông đặt tại huyện Đông Anh, Hà Nội. Vật liệu được sàng bằng bộ sàng tiêu chuẩn để thu được 2 loại hạt với kích thước là 1-3 mm và 3-5 mm để làm vật liệu trong các thí nghiệm đánh giá khả năng hấp phụ.
Ngoài ra, để xác định thành phần hóa học chính của các chất hấp phụ được thử nghiệm, các thí nghiệm quang phổ tia X phân tán năng lượng (XRD, XRF và EDX) đã được thực hiện.
2.2 Thí nghiệm hấp phụ
Một phương pháp thí nghiệm tiêu chuẩn được đề xuất bởi Tổ chức Hợp tác và Phát triển Kinh tế (OECD, 2000) đã được sử dụng cho tất cả các thí nghiệm hấp phụ hàng loạt trong nghiên cứu này [13]. Thí nghiệm sử dụng nước thải tổng hợp để chuẩn bị các dung dịch Cd (II). Hóa chất CdCl2 là hóa chất đã được sử dụng để tạo ra các dung dịch chứa kim loại nặng tương ứng với nồng độ kim loại trong khoảng 0-1000 mg/L. Tỷ lệ chất rắn/chất lỏng được duy trì là 1/50, nghĩa là trong thí nghiệm 2g BTT sẽ dùng để xử lý 100 ml dung dịch chứa các kim loại nặng Cd (II) cho từng kích thước hạt (1-3 mm và 3-5 mm) cho tất cả các thí nghiệm. Các khảo sát ảnh hưởng của thời gian từ 1-48 giờ, nồng độ dung dịch hấp phụ để xác định thời gian hấp phụ, trạng thái cân bằng hấp phụ và dung lượng hấp phụ. Sau đó, các dung dịch được chắt sang các ống ly tâm 50ml, các ống được quay ly tâm với tốc độ 8000 vòng/phút trong 15 phút và chất nổi trên bề mặt được lọc qua bộ lọc màng (Millipore 0,22 µm). Sau đó, dung dịch thí nghiệm được pha loãng để đạt được dải nồng độ có thể đo được và được đo bằng phương pháp quang phổ hấp phụ nguyên tử (AAS 6200, Shimadzu, Nhật Bản).
2.3. Tính toán phần trăm loại bỏ và khả năng hấp phụ
Hiệu suất xử lý (A%), lượng ion kim loại nặng được hấp phụ trên một đơn vị khối lượng chất hấp phụ tại thời điểm t (Qt, mg/g) và lượng ion kim loại hấp phụ trên một đơn vị khối lượng chất hấp phụ ở trạng thái cân bằng (Qe, mg/g), được tính từ các phương trình sau:
Trong đó Co và Ce (mg/L) là nồng độ ban đầu và nồng độ cuối cùng của các ion kim loại nặng trong dung dịch, Ct (mg/L) là nồng độ tại thời điểm t. V là thể tích dung dịch (L) và ms là khối lượng bột hấp phụ được sử dụng (g).
Để đánh giá quá trình đẳng nhiệt hấp phụ, mô hình đẳng nhiệt hấp phụ Langmuir đã được sử dụng theo phương trình 4.
Trong đó: Ce (mg/L) là nồng độ chất bị hấp phụ ở trạng thái cân bằng; Qe, Qm (mg/g) lần lượt là dung lượng hấp phụ và dung lượng hấp phụ cực đại; b (L/mg) là hằng số Langmuir.
3. Kết quả và thảo luận
3.1. Đặc tính hóa lý của vật liệu
Bê tông là sự kết hợp của cốt liệu gồm sỏi hoặc đá kết hợp với cát và xi măng, có trọng lượng riêng từ 1,2 – 1,4 tấn/m3. Thành phần các nguyên tố theo khối lượng (%) của bê tông phế thải đã được Nasreen và cộng sự (2015) phân tích gồm có: C = 7,12±0,18 %; O = 16,79±0,57 %; Na = 0,56±0,06 %; Mg = 0,61±0,08 %; Al = 5,63±0,81 %; Si = 34,54±0,93 %; Ca = 25,8±0,11 %; Fe = 6,14±0,33 %; nguyên tố khác = 2,84±0,26 % [14]. Abd Roni và cộng sự (2021) đã đánh giá thành phần của bê tông cốt liệu tái chế bao gồm: C = 12,9-13,7 %; O = 40,2-46,2 %; Mg = 5,2-6,7 %; Al = 8,8-8,9%; Si = 11,0-11,2%; Ca = 21,3-23,4%; Fe = 3,9-4,8% [15]. Trong nghiên cứu này, kết quả phân tích bằng máy phân tích nhiễu xạ Rơn-ghen (XRD/XRF) cho thấy thành phần của BTT bao gồm: MgO = 7,3%; Al2O3 = 6,3%; SiO2 = 35,4%; CaO = 30,9%; Fe2O3 = 1,7% và các chất khác chiếm 18,4%. Như vậy theo các kết quả, bê tông phế thải có thành phần Ca, CaO tương đối cao. Bên cạnh đó, phân tích pH từ dung dịch có ngâm BTT cho thấy kết quả pH nằm trong khoảng 8,4 – 11,5, điều này cho thấy BTT thể hiện là vật liệu có tính kiềm. Do đó, BTT có thể trung hòa nước thải có tính axit trong quá trình hấp phụ. Hàm lượng cao các kim loại trong BTT cho thấy khả năng phản ứng trao đổi ion với kim loại nặng hấp phụ bề mặt với các chất ô nhiễm khác nhau trong nước thải giống như vật liệu silicat canxi [16], [17].
Nghiên cứu của Sohair và cộng sự năm 2019 cho thấy hạt bê tông khí chưng áp AAC kích thước 2,5×2,5×2,5cm có diện tích bề mặt lên đến 42,8 m2/g [18]. Nghiên cứu của Yihuan Deng và cộng sự năm 2018 thì mô tả diện tích bề mặt của bê tông tái chế kích thước 2-5mm là 35 m2/g [19]. Điều này cho thấy các hạt BTT có diện tích tiếp xúc tương đối cao, điều này hỗ trợ cho các phản ứng và quá trình hấp phụ diễn ra tốt hơn.
3.2 Đánh giá ảnh hưởng của thời gian hấp phụ
Thí nghiệm khảo sát ảnh hưởng của thời gian đến quá trình hấp phụ được tiến hành với nước thải tổng hợp có nồng độ Cd(II) là 1000 mg/L, sử dụng 2 gam mỗi loại BTT 1-3mm và 3-5mm để xử lý 100 mL nước thải trong các khoảng thời gian khảo sát là 1h, 2h, 5h, 24h, 40h và 48h. Kết quả thí nghiệm được mô tả tại hình 1, kết quả cho thấy thời gian phản ứng có ảnh hưởng mạnh tới quá trình hấp phụ.
Dung lượng hấp phụ Qt (mg/g) của cả 2 cỡ vật BTT 1-3mm và 3-5mm tăng nhanh trong giai đoạn từ 1-24h, tăng chậm và ít trong giai đoạn từ 24-48h. Có thể thấy, sau 24h, trạng thái cân bằng hấp phụ đã đạt được với cả 2 cỡ vật liệu. Tại điểm cân bằng 24h, vật liệu BTT 1-3 mm có dung lượng hấp phụ cực đại Cd(II) là 8,43 mg/g, trong khi đó BTT -5 mm có dung lượng hấp phụ cực đại là 6,26 mg/g. Kết quả thí nghiệm cũng cho thấy hiệu quả loại bỏ Cd(II) tăng theo thời gian phản ứng. Tuy nhiên có thể thấy, ở nồng độ nước thải Cd(II) là 1000 mg/L, hiệu quả loại bỏ Cd cao nhất chỉ đạt lần lượt là khoảng 17% và 13% tương ứng với BTT 1-3mm và BTT 3-5mm. Kết quả cũng cho thấy, vật liệu BTT có kích thước nhỏ hơn có dung lượng hấp phụ và hiệu quả xử lý lớn hơn so với vật liệu cùng loại có kích thước lớn hơn.
3.3. Đánh giá ảnh hưởng của nồng độ dung dịch hấp phụ
Để đánh giá ảnh hưởng của nồng độ dung dịch đến quá trình hấp phụ, dung dịch nước thải tổng hợp đã được chuẩn bị với nồng độ Cd(II) từ 100-500 mg/L, thí nghiệm này sử dụng 2 gam mỗi loại BTT 1-3mm và 3-5mm để xử lý 100 mL nước thải trong khoảng thời gian khảo sát là 24h, các thí nghiệm diễn ra trong cùng điều kiện phòng thí nghiệm. Kết quả thí nghiệm được thể hiện tại hình 2.
Kết quả cho thấy trong cùng một thời gian tiếp xúc 24h, dung lượng hấp phụ của BTT tăng lên khi nồng độ dung dịch Cd(II) tăng lên, trong khoảng nồng độ thí nghiệm, dung lượng hấp phụ cực đại Qe của BTT 1-3mm là 6,7 mg/g và của BTT 3-5 mm là 6,4mg/g. Ở chiều ngược lại, hiệu suất loại bỏ Cd(II) đã giảm đi nhanh chóng khi nồng độ dung dịch tăng lên. Hiệu quả loại bỏ Cd(II) đạt giá trị cao nhất lên tới gần 100% ở nồng độ Cd(II) thí nghiệm là 100 mg/L, hiệu suất này giảm xuống nhanh chóng chỉ còn khoảng 25% khi nồng độ dung dịch là 500 mg/L. Trong cùng điều kiện thí nghiệm, dung lượng hấp phụ và hiệu xuất loại bỏ Cd(II) của vật liệu BTT 1-3mm và BTT 3-5mm không có sự chênh lệch quá lớn.
3.4. Đánh giá quá trình hấp phụ theo mô hình hấp phụ đẳng nhiệt Langmuir
Kết quả tính toán theo mô hình đẳng nhiệt Langmuir được thể hiện ở bảng 1.
Bảng 1. Các thông số phương trình đẳng nhiệt Langmuir của BTT khi hấp phụ Cd(II)
Giá trị hàm số tương quan Langmuir R2 =0,9789 và 0,9834 giá trị này rất gần với 1 cho thấy quá trình hấp phụ phù hợp với mô hinh hấp phụ đẳng nhiệt Langmuir. Kết quả tính toán cho thấy dung lượng hấp phụ cực đại Qm của BTT 1-3mm cao hơn so với BTT 3-5 mm (6,69 mg/g > 6,42 mg/g). Bên cạnh đó hệ số Langmuir b của vật liệu BTT 1-3mm cũng lớn hơn so với BTT 3-5 mm (0,091 > 0,074) cho thấy vật liệu BTT có kích cỡ nhỏ hơn có khả năng hấp phụ và tốc độ hấp phụ tốt hơn so với BTT có kích cỡ lớn hơn.
Bảng 2 tổng hợp và so sánh dung lượng hấp phụ cực đại của một số loại CTR xây dựng. Kết quả cho thấy các loại BTT có dung lượng hấp phụ Cd rất tốt so với các loại CTR xây dựng khác.
Bảng 2. Tổng hợp một số nghiên cứu về xử lý Cd bằng CTR xây dựng
3.4. Phân tích hình ảnh và thành phần bề mặt vật liệu (SEM, EDX)
Phân tích hình ảnh và thành phần bề mặt vật liệu BTT trước và sau thí nghiệm cho thấy đã có sự xuất hiện của các tinh thể Cd trên bề mặt vật liệu BTT. Phân tích thành phần hóa học (EDX) cho thấy, Cd chiếm 1,77% về khối lượng và 0,29% về nguyên tử trên bề mặt vật liệu BTT.
Hình 3. Phân tích hình ảnh trên bề mặt vật liệu trước và sau thí nghiệm
Thông qua các kết quả nghiên cứu và các nghiên cứu tương tự của Kumara và cộng sự (2019), có thể thấy cơ chế hấp phụ Cd(II) của BTT bao gồm cả quá trình hấp phụ hóa học và hấp phụ vật lý [12]. Cd(II) tham gia vào phản ứng thủy phân trong môi trường kiềm do BTT tạo ra, cùng với đó Cd(II) tham gia vào phản ứng trao đổi và tạo đính kết, kết tủa trên bề mặt vật liệu. Các phương trình (5), (6), (7), (8) mô tả quá trình hấp phụ như sau:
4. Kết luận
Các kết quả thí nghiệm cho thấy BTT là chất hấp phụ Cd(II) trong nước thải với dung lượng hấp phụ cực đại đạt trên 6mg/g. Các hạt BTT có kích thước nhỏ hơn cho dung lượng hấp phụ cao hơn và hiệu quả xử lý tốt hơn các hạt có kích thước lớn, thời gian hấp phụ cân bằng của vật liệu là khoảng 24 giờ.
Hiện nay, tốc độ phát sinh, gia tăng khối lượng CTR xây dựng ngày càng tăng, tuy nhiên tỷ lệ tái chế, tái sử dụng CTR xây dựng còn rất thấp, chính vì thế cần thúc đẩy quá trình tái sử dụng CTR xây dựng như BTT trong các quá trình xử lý nước thải. Việc sử dụng, ứng dụng BTT để xử lý kim loại nặng như Cd trong nước thải sẽ giúp giảm đáng kể chi phí xử lý nước thải, tăng tỷ lệ tái sử dụng CTR, giảm phát thải và bảo vệ môi trường.
Lời cảm ơn:
Tác giả chân thành cảm ơn sự hỗ trợ tài chính của Trường Đại học Xây dựng Hà Nội cho đề tài “Đánh giá khả năng hấp phụ kim loại của phế thải xây dựng và công nghiệp, mã số: 02-2021/KHXD-TĐ.
Ths. Trần Hoài Sơn, Ts. Nguyễn Lan Hương, Ths. Nguyễn Thúy Liên, Pgs. Ts. Nguyễn Hoàng Giang, Pgs. Ts. Trần Thị Việt Nga
Địa chỉ: Trường Đại học Xây dựng Hà Nội, số 55 Giải Phóng, Hai Bà Trưng, Hà Nội
Email tác giả liên hệ: ngattv@huce.edu.vn
Tài liệu tham khảo:
1, Báo cáo hiện trạng môi trường quốc gia năm 2017, chuyên đề: Quản lý chất thải. Bộ Tài nguyên và Môi trường, 2017.
2, Ngô Kim Tuân, Trần Hoài Sơn, Lê Việt Phương, Nguyễn Xuân Hiển, Nguyễn Trung Kiên, Vũ Văn Huy, Trần Viết Cường. Nghiên cứu hiện trạng quản lý phế thải xây dựng và phá dỡ ở Việt Nam. Tạp chí Khoa học Công nghệ Xây dựng NUCE 2018. 12 (7): 107–116.
3, Hoang, N.H.; Ishigaki, T.; Kubota, R.; Yamada, M.; Kawamoto, K. A review of construction and demolition waste management in Southeast Asia. J. Mater. Cycles Waste Manag. 2020, 22, 315–325.
4, Nguyen, H.G.; Nguyen, D.T.; Nghiem, H.T.; Tran, V.C.; Kato, A.; Matsuno, A.; Isobe, Y.; Kawasaki, M.; Kawamoto, K. Current Management Condition and Waste Composition Characteristics of Construction and Demolition Waste Landfills in Hanoi of Vietnam. Sustainability 2021, 13, 10148. https:// doi.org/10.3390/su131810148.
5, Sơn, T. H., Quyên, H. T. M., Cường, T. Q., Giang, Đỗ H., & Nga, T. T. V. (2021). Tổng quan về xử lý nước thải sử dụng các loại bê tông phế thải. Tạp Chí Khoa Học Công Nghệ Xây Dựng (KHCNXD) – ĐHXDHN, 15(4V), 18-29. https://doi.org/10.31814/stce.huce(nuce)2021-15(4V)-03.
6, https://vi.wikipedia.org/wiki/Cadmi
7, Evironmental Protection Agency. (2012). 2012 Edition of the Drinking Water Standards and Health Advisories. 2012 Edition of the Drinking Water Standards and Health Advisories, (March), 2–6. https://doi.org/EPA 822-S-12-001
8, WHO. (2011). Cadmium in Drinking-water.
9, Jianlong Wang PZ, Liqiong Yang, Tao Huang (2015): Adsorption characteristics of construction waste for heavy metals from urban storm water runoff. Chinese Journal of Chemical Engineering, 23(9), 1542–1550. DOI: 10.1016/j.cjche.2015.06.009.
10, Kumara, G. M. P., T. Saito, S. Asamoto, and K. Kawamoto. (2018). Review of heavy metal removal from wastewater by CDWs. International Journal of GEOMATE, 14(42), 44–51. DOI: 10.21660/2018.42.7148.
11, Zhang, Y., L. Zeng, Y. Kang, J. Luo, W. Li, and Q. Zhang. (2017): Sustainable use of autoclaved aerated concrete waste to removal low concentration of Cd(II) ions in wastewater. Desalination and Water Treatment, 82, 170-178. DOI:10.5004/dwt.2017.20909.
12, Kumara, G. M. P., Ken Kawamoto, Takeshi Saito, Shoichiro Hamamoto. (2019): Evaluation of Autoclaved Aerated Concrete Fines for Removal of Cd(II) and Pb(II) from Wastewater. J. Environ. Eng., 2019, 145(11): 04019078. DOI: 10.1061/(ASCE)EE.1943-7870.0001597.
13, OECD (Organization for Economic Co-Operation and Development Publications). 2000. “Guidelines for the testing of chemicals.” Accessed November. 15, 2018. http://www.oecd.org/env/ehs/testing /oecdguidelines-forthetestingof-chemicals.htm.
14, Nasar, Nasreen, Sumaraj and Bineesha Payattati. “Crushed Waste Concrete as Active Filter Material for Phosphate Elimination from Domestic Wastewaters.” (2015). International Journal of Innovative Research in Science, Engineering and Technology (An ISO 3297: 2007 Certified Organization) Vol. 4, Issue 7, July 2015. http://www.ijirset.com/upload/2015/july/164_Nasreen.pdf.
15, Abd Roni, N., Adnan, S. H., Hamidon, N., & Ismail, T. N. H. T. (2021). The vertical recycled concrete aggregate filter for removal of phosphorus in wastewater. In IOP Conference Series: Earth and Environmental Science (Vol. 646, No. 1, p. 012038). IOP Publishing.
16, Srivastava, P., B. Singh, and M. Angove (2005): “Competitive adsorption behaviour of heavy metals on kaolinite.” J. Colloid Interface Sci. 290 (1), 2005, 28–38. https://doi.org/10.1016/j.jcis.2005.04.036.
17, Shabalala A.N., Stephen O.E., Souleymane D., and Fitsum S (2017): Pervious concrete reactive barrier for removal of heavy metals from acid mine drainage-column study. J. Hazard. Mater, 323, pp. 641-653. doi: 10.1016/j.jhazmat.2016.10.027.
18, S. I. Abou-Elela, S. A. Abo-El-Enein, and M. S. Hellal, “Utilization of autoclaved aerated concrete solid waste as a bio-carrier in immobilized bioreactor for municipal wastewater treatment,” Desalin. Water Treat., vol. 168, no. October, pp. 108–116, 2019, doi: 10.5004/dwt.2019.24640.
19, Deng, Y.; Wheatley, A. Mechanisms of Phosphorus Removal by Recycled Crushed Concrete. Int. J. Environ. Res. Public Health 2018, 15, 357. https://doi.org/10.3390/ijerph15020357.
20, Ghazy, S. E., Gabr, I. M., & Gad, A. H. M. (2008). Cadmium(II) sorption from water samples by powdered marble wastes. Chemical Speciation and Bioavailability, 20(4), 249–260. https://doi.org/10.3184/095422908X382152
21, Nga, N. T. H. (2013). PhD thesis – Application of volcanic ash soil and laterite to water treatment. Kyushu University Institutional Repository.
