Loại bỏ amoni bằng clinoptilolite biến tính bởi NaCl và sóng siêu âm

TNU Journal of Science and Technology 226(07): 56 - 63 
 56 Email: jst@tnu.edu.vn 
REMOVAL OF AMMONIUM USING CLINOPTILOLITE MODIFIED 
BY NaCl AND ULTRASOUND 
Nguyen Thi Tuyet, Nguyen Dinh Vinh* 
TNU - University of Sciences 
ARTICLE INFO ABSTRACT 
Received: 27/01/2021 Water sources polluted by ammonium negatively affect human health 
and the ecosystem, so the removal of this compound is essential. This 
paper focused on the ability of clinoptilolite modified by NaCl and 
ultrasonic waves (SNa-CL) in treating ammonium. The effect of 
factors such as pH, initial ammonium concentration and contact time 
on removal efficiency have been studied in detail. The results showed 
that the treatment reached the highest efficiency at pH=6 and after 90 
minutes. The first, second-order and Elovich kinetic models were 
used to analyze the experimental data and it was found that the 
kinetics of the adsorption process was most suitable for the second-
order kinetic. The adsorption isotherm was investigated using the 
Langmuir, Freundlich and Temkin models. Experimental data were 
consistent with the Langmuir and Temkin models. The maximum 
adsorption capacity calculated according to the Langmuir model was 
24.42 mg/g. 
Revised: 02/5/2021 
Published: 11/5/2021 
KEYWORDS 
Ammonium 
Clinoptilolite 
Adsorption 
Efficiency 
Modified 
LOẠI BỎ AMONI BẰNG CLINOPTILOLITE BIẾN TÍNH BỞI NaCl 
VÀ SÓNG SIÊU ÂM 
Nguyễn Thị Tuyết, Nguyễn Đình Vinh* 
Trường Đại học Khoa học - ĐH Thái Nguyên 
THÔNG TIN BÀI BÁO TÓM TẮT 
Ngày nhận bài: 27/01/2021 Nguồn nước bị ô nhiễm bởi amoni có ảnh hưởng tiêu cực đến sức 
khỏe con người và hệ sinh thái, do đó việc loại bỏ hợp chất này là rất 
cần thiết. Bài báo này tập trung vào việc đánh giá khả năng xử lý 
amoni của vật liệu clinoptilolite được biến tính bởi NaCl và sóng siêu 
âm (SNa-CL). Sự ảnh hưởng của các yếu tố như pH, thời gian và 
nồng độ amoni ban đầu đến hiệu suất loại bỏ đã được nghiên cứu chi 
tiết. Kết quả cho thấy quá trình xử lý đạt hiệu suất cao nhất ở pH=6 
và sau 90 phút. Các mô hình động học bậc 1, bậc 2 và Elovich được 
sử dụng để phân tích dữ liệu thực nghiệm và thấy rằng động học của 
quá trình hấp phụ phù hợp nhất với mô hình động học bậc 2. Đường 
đẳng nhiệt hấp phụ được nghiên cứu bằng việc sử dụng mô hình đẳng 
nhiệt Langmuir, Freundlich và Temkin. Dữ liệu thực nghiệm đều phù 
hợp với mô hình Langmuir và Temkin. Dung lượng hấp phụ cực đại 
tính toán theo mô hình Langmuir đạt 24,42 mg/g. 
Ngày hoàn thiện: 02/5/2021 
Ngày đăng: 11/5/2021 
TỪ KHÓA 
Amonium 
Clinoptilolite 
Hấp phụ 
Hiệu suất 
Biến tính 
DOI: https://doi.org/10.34238/tnu-jst.3955 
* Corresponding author. Email: vinhnd@tnus.edu.vn 
TNU Journal of Science and Technology 226(07): 56 - 63 
 57 Email: jst@tnu.edu.vn 
1. Giới thiệu 
Nitơ (N) là nguyên tố thiết yếu cho sự phát triển của sinh vật và các hợp chất phổ biến chứa N 
là amoni (NH4+), nitrat (NO3-) và nitrit (NO2-). Chúng cung cấp nguồn dinh dưỡng cho cây. Tuy 
nhiên, khi nồng độ của các hợp chất này vượt ngưỡng cho phép, chúng sẽ ảnh hưởng tiêu cực đến 
sức khỏe của con người và hệ sinh thái [1]. Vì vậy việc loại bỏ các hợp chất chứa N ra khỏi 
nguồn nước là rất cần thiết. Amoni tồn tại ở dạng cation, nguồn phát thải đa dạng (phân bón, 
nước thải sinh hoạt, nước thải công nghiệp) và dễ dàng chuyển hóa thành các hợp chất độc hại 
chứa N nên việc loại bỏ hợp chất này thu hút được nhiều sự quan tâm [2]. 
Trong những năm gần đây có nhiều phương pháp được đề xuất để xử lý amoni như lọc màng, 
thẩm thấu ngược, sinh học, hóa học và hấp phụ. Trong đó phương pháp hấp phụ được nghiên cứu 
nhiều bởi vì thiết bị đơn giản, dễ vận hành, giá thành rẻ và vật liệu hấp phụ đa dạng [3]. Trong 
các loại vật liệu được sử dụng thì clinoptilolite (CL) được nghiên cứu nhiều, bởi vì CL có dung 
lượng trao đổi ion lớn, cấu trúc xốp và diện tích bề mặt lớn [4]. Đặc biệt, CL là loại vật liệu phổ 
biến trong tự nhiên và có độ bền hóa học và vật lý cao [5]. Việc sử dụng CL trong việc loại bỏ 
amoni đã được nhiều nhà khoa học nghiên cứu và các kết quả chỉ ra rằng, CL là vật liệu phù hợp 
cho việc loại bỏ amoni ra khỏi nước [6], [7]. Tuy nhiên, theo tìm hiểu của chúng tôi thì chưa có 
công trình nào đề cập đến việc sử dụng CL biến tính hóa học kết hợp với siêu âm (SNa-CL) để 
hấp phụ amoni. 
Nghiên cứu này sẽ tập trung vào việc đánh giá hiệu quả của vật liệu SNa-CL trong việc loại 
bỏ amoni ra khỏi dung dịch nước. Sự ảnh hưởng của các yếu tố đến quá trình hấp phụ như pH 
của dung dịch, thời gian hấp phụ, nồng độ amoni sẽ được nghiên cứu chi tiết. Động học và nhiệt 
động của quá trình hấp phụ cũng sẽ được nghiên cứu thông qua việc phân tích dữ liệu thực 
nghiệm bằng các mô hình lý thuyết. 
2. Phương pháp nghiên cứu 
2.1. Hóa chất 
Các hóa chất được sử dụng trong nghiên cứu này bao gồm NH4Cl, NaOH, NaCl, HCl đều có 
độ tinh khiết phân tích và được sử dụng trực tiếp. Bột zeolite tự nhiên chứa 80% CL được mua từ 
công ty Zeochem (Slovakia). Các dung dịch sử dụng trong thí nghiệm đều được pha bằng nước 
cất hai lần. 
2.2. Biến tính CL 
Vật liệu CL được biến tính bằng phương pháp hóa siêu âm theo như tài liệu [8]. Cụ thể, trộn 
10g CL với 50mL NaCl 2M và hỗn hợp được tác động bằng sóng siêu âm với tần số 35 Hz ở 
60oC trong 30 phút. Chất rắn được tách ra khỏi chất lỏng bằng cách ly tâm với tốc độ 4000 
vòng/phút và được rửa nhiều lần bằng nước cất hai lần cho đến khi dung dịch nước rửa không tạo 
kết tủa với dung dịch bạc nitrat 0,1M. Cuối cùng, mẫu thu được được làm khô ở 100oC trong 24h 
và được ký hiệu là SNa-CL. 
2.3. Nghiên cứu hấp phụ 
Các thí nghiệm hấp phụ được thực hiện bằng cách trộn 0,5g SNa-CL với 50 ml dung dịch 
amoni ở 25oC. Để nghiên cứu ảnh hưởng của pH, các thí nghiệm được tiến hành trong khoảng pH 
từ 3,0 đến 8,0. Trong thí nghiệm về ảnh hưởng của nồng độ, nồng độ amoni trong dung dịch được 
thay đổi từ 30 đến 500 mg/l. Các thí nghiệm nghiên cứu động học của q ... h đẳng nhiệt Freundlich: là mô hình mô tả số liệu thực nghiệm trên cơ sở giả thuyết sự 
hấp phụ nhiều lớp trên bề mặt không đồng nhất của vật liệu hấp phụ. Phương trình có dạng: 
 𝑞𝑒 = 𝐾𝐹𝐶𝑒
1/𝑛
 (9) 
Trong đó: KF là hằng số hấp phụ Freundlich (mg/g) và là đại lượng có thể dùng để đặc trưng 
cho khả năng hấp phụ của hệ, giá trị KF lớn đồng nghĩa với hệ có khả năng hấp phụ cao, hệ số 1/n 
đặc trưng cho cường độ hấp phụ của hệ, cụ thể là với hệ hấp phụ lỏng - rắn, n có giá trị nằm trong 
khoảng từ 1-10 thể hiện sự thuận lợi của mô hình. 
Mô hình Temkin: thường được sử dụng để chỉ ra sự tương tác giữa chất hấp phụ và chất bị 
hấp phụ dựa trên giả thuyết nhiệt hấp phụ giảm một cách tuyến tính. Phương trình của mô hình 
có dạng sau: 
TNU Journal of Science and Technology 226(07): 56 - 63 
 59 Email: jst@tnu.edu.vn 
 𝑞𝑒 = 𝐵𝑙𝑛(𝐾𝑇𝐶𝑒) (10) 
Trong đó: KT là hằng số liên kết cân bằng (L/mg) tương ứng với năng lượng liên kết cực đại 
và hằng số B liên quan đến nhiệt hấp phụ. 
3. Kết quả và thảo luận 
3.1. Ảnh hưởng của pH đến hiệu quả hấp phụ amoni bởi SNa-CL 
Thí nghiệm được thực hiện để đánh giá ảnh hưởng của pH dung dịch amoni đến hiệu quả hấp 
phụ bằng SNa-CL với nồng độ amoni đầu vào là 100 mg/L tại 298K trong thời gian 120 phút. 
Giá trị pH thay đổi trong khoảng từ 2,0 - 8,0. Kết quả khảo sát ảnh hưởng của pH đến hiệu suất 
loại bỏ được trình bày ở hình 1. 
Hình 1. Ảnh hưởng của pH đến dung lượng hấp 
phụ amoni của SNa-CL 
Hình 2. Ảnh hưởng của thời gian hấp phụ đến hiệu 
quả xử lý amoni bằng SNa-CL 
Từ hình 1 có thể thấy rằng, hiệu suất loại bỏ amoni bằng vật liệu SNa-Cl phụ thuộc đáng kể 
vào pH của dung dịch. Cụ thể, RE tăng từ 65,73% tại pH=2 và đến 99,21% tại pH=6. Tuy nhiên, 
khi giá trị pH tiếp tục tăng đến 7 hoặc 8 thì hiệu suất có xu hướng giảm xuống. Kết quả này cho 
thấy pH=6 là giá trị tối ưu cho quá trình loại bỏ NH4+ bằng SNa-Cl. Sự phụ thuộc của RE vào pH 
có thể được giải thích từ khả năng trao đổi ion của NH4+ và sự biến đổi của ion này. Ở giá trị pH 
thấp, sự trao đổi cation của NH4+ sẽ bị cạnh tranh bởi ion H+, dẫn đến hiệu suất xử lý thấp. Mặc 
dù ở giá trị pH cao (7, 8), sự cạnh tranh của ion H+ không còn nữa, nhưng ion NH4+ sẽ bị chuyển 
hóa sang dạng phân tử NH3 nên làm giảm khả năng hấp phụ của SNa-CL [2]. 
3.2. Ảnh hưởng của thời gian hấp phụ đến hiệu quả xử lý amoni bằng SNa-CL 
Nhằm đánh giá ảnh hưởng của thời gian đến khả năng hấp phụ NH4+ của SNa-CL các thí 
nghiệm được tiến hành ở pH=6, nồng độ NH4+ bằng 100 mg/L và thời gian hấp phụ được thay 
đổi từ 10 đến 120 phút. Kết quả thí nghiệm được thể hiện trong hình 2. 
Từ hình 2 có thể thấy rằng trong khoảng thời gian từ 10 đến 40 phút, tốc độ loại bỏ amoni 
tăng nhanh sau đó giảm dần (từ 40 đến 90 phút) và gần như không biến đổi khi thời gian hấp phụ 
đạt 90 phút hoặc 120 phút. Nguyên nhân có thể được giải thích là: theo thuyết hấp phụ đẳng nhiệt 
ngay từ đầu, các vị trí hoạt động trên bề mặt của SNa-CL đã có sẵn nên các quá trình hấp phụ xảy 
ra với tốc độ nhanh hơn. Sau 90 phút tiếp xúc, các ion NH4+ đã chiếm giữ các vị trí hoạt động 
đáng kể trên bề mặt SNa-CL và nếu để thời gian dài khi mà lượng NH4+ hấp phụ tích tụ trên bề 
vật liệu càng nhiều, tốc độ di chuyển ngược lại của NH4+ vào trong nước càng lớn, hiệu suất hấp 
phụ gần như không tăng (hoặc tăng rất chậm). Trong trường hợp của nghiên cứu này, thời gian 
hấp phụ tối ưu là 90 phút. 
3.3. Ảnh hưởng của nồng độ amoni đầu vào đến hiệu quả xử lý amoni bằng SNa-CL 
TNU Journal of Science and Technology 226(07): 56 - 63 
 60 Email: jst@tnu.edu.vn 
Để nghiên cứu ảnh hưởng của nồng độ amoni ban đầu đến RE, các thí nghiệm được tiến hành 
ở pH=6, thời gian hấp phụ là 90 phút và nồng độ ban đầu (Co) của NH4+ trong dung dịch nằm 
trong khoảng 30-500 mg/L. Kết quả thực nghiệm được trình bày trên hình 3. 
Từ hình 3 cho thấy hiệu suất xử lý đạt trên 99% khi nồng độ ban đầu của NH4+ nằm trong 
khoảng từ 30 đến 100 mg/L và giảm nhẹ xuống 98% khi nồng độ đạt đến 200 mg/L và giảm 
nhanh khi nồng độ tăng dến 300, 400 và 500 mg/L. Nguyên nhân dẫn đến điều này là khi nồng độ 
NH4+ thấp, tỉ lệ tâm hấp phụ trên bề mặt vật liệu hấp phụ SNa-CL so với số lượng ion NH4+ lớn 
nên hiệu suất cao. Ở nồng độ cao, tỉ lệ này giảm xuống, dẫn đến hiệu suất loại bỏ giảm. 
Hình 3. Ảnh hưởng của nồng độ amoni đầu vào đến hiệu quả xử lý amoni bằng SNa-CL 
3.4. Mô hình động học hấp phụ NH4
+ bằng SNa-CL 
Động học của sự hấp phụ amoni lên SNa-CL được nghiên cứu bằng cách phân tích dữ liệu 
thực nghiệm trong thí nghiệm ảnh hưởng của thời gian bằng ba mô hình động học bao gồm mô 
hình động học bậc 1, bậc 2 và Elovich. Các thông số tính toán từ các mô hình được trình bày ở 
bảng 1. 
Bảng 1. Các thông số của các mô hình động học của quá trình hấp phụ amoni bằng SNa-CL 
Mô hình động học Thông số 
Mô hình động học bậc 1 
k1 (phút-1) qe (mg/g) R2 
0,049 9,79 0,916 
Mô hình động học bậc 2 
k2 (g/mg.phút) qe (mg/g) R2 
5,51 10-3 10,04 0,970 
Mô hình Elovich 
α (mg/g.phút) β (g/mg) R2 
1,98 0,447 0,965 
Sự tương quan giữa dữ liệu thực nghiệm và dữ liệu mô hình được đánh giá thông qua hệ số 
tương quan R2. Giá trị R2 của cả 3 mô hình động học bậc 1, bậc 2 và mô hình Elovich đều khá cao 
(R2>0,9), điều này cho thấy cả 3 mô hình đều phù hợp với miêu tả dữ liệu thực nghiệm hấp phụ 
NH4+ lên bề mặt SNa-CL. Tuy nhiên, trong 3 mô hình động học thì hệ số tương quan R
2 từ mô 
hình động học bậc 2 (R2= 0,970) cao hơn hệ số tương quan của mô hình Elovich (R2= 0,965) và 
mô hình động học bậc 1 (R2 =0,916). Thêm vào đó, giá trị tính toán qe của mô hình động học bậc 
2 cũng đạt giá trị cao nhất (qe= 10,04 mg/g) trong 3 mô hình nghiên cứu. Điều này chỉ ra quá 
trình hấp phụ tuân theo động học hấp phụ bậc 2 và sự hấp phụ hóa học chiếm ưu thế. 
3.5. Mô hình đẳng nhiệt hấp phụ NH4
+ bằng SNa-CL 
TNU Journal of Science and Technology 226(07): 56 - 63 
 61 Email: jst@tnu.edu.vn 
Đường đẳng nhiệt hấp phụ của quá trình hấp phụ được khảo sát thông qua phân tích số liệu 
thực nghiệm trong nghiên cứu ảnh hưởng của nồng độ bằng mô hình hấp phụ đẳng nhiệt 
Langmuir, Freundlich và Temkin. Các thông số tính toán theo các mô hình đẳng nhiệt hấp phụ 
được trình bày trong bảng 2. Có thể thấy rằng, giá trị RL (tính toán từ mô hình Langmuir) nằm 
trong khoảng 0-1 và giá trị n của mô hình Freundlich nằm trong khoảng 1-10. Điều này chứng tỏ 
sự hấp phụ NH4+ lên SNa-CL là thuận lợi. Giá trị hệ số tương quan R
2 của mô hình Langmuir và 
Temkin khá cao (>0,9), chứng tỏ đường đẳng nhiệt của quá trình hấp phụ có thể được mô tả bằng 
hai mô hình này. Ngược lại, với R2=0,861 mô hình Freundlich ít phù hợp hơn với kết quả thực 
nghiệm. Dung lượng hấp phụ cực đại theo Langmuir đạt 24,42 mg/g. 
Bảng 2. Các tham số của các mô hình đẳng nhiệt hấp phụ trong quá trình hấp phụ amoni bằng SNa-CL 
Mô hình đẳng nhiệt 
Langmuir Freundlich Temkin 
KL 
(L/mg) 
qm 
(mg/g) 
R2 RL 
KF 
(mg/g) 
n R2 KT (L/g) B R2 
1,265 24,42 0,958 5,4 10-3 10,848 5,83 0,861 12,06 2,685 0,923 
3.6. So sánh khả năng hấp phụ của SNa-CL 
Để đánh giá khả năng hấp phụ của SNa-CL, dung lượng hấp phụ của SNa-CL đối với amoni 
được so sánh với các vật liệu hấp phụ tiết kiệm chi phí khác (bảng 3). 
Bảng 3. Khả năng hấp phụ của một số vật liệu tiết kiệm chi phí 
Chất hấp phụ 
Nồng độ NH4+ 
(mg/l) 
Dung lượng hấp 
phụ (mg/g) 
pH 
Thời gian 
hấp phụ 
Tài liệu tham 
khảo 
Sinh khối thực vật (thực vật 
ngập nước) 
5-100 13,40 - - [11] 
Sinh khối thực vật (Hạt bơ 
hoạt hóa axit) 
50-450 5,40 5 - [12] 
Than sinh học từ vỏ trấu 250-1400 39,80 7 8h [13] 
Than sinh học từ rơm rạ 
biến tính 
3-25 2,90 8 60 phút [14] 
Phế thải công nghiệp (Xỉ) 10-300 3,10 7 2,5h [15] 
Hydrogel 13-130 42,74 3 30 phút [16] 
Vật liệu nano (Nano Fe3O4) 80-140 133,21 10 40 phút [17] 
Khoáng clinoptilolite tự 
nhiên 
10-300 9,47 6 3h [18] 
SNa-CL 30-500 24,42 6 90 phút Nghiên cứu này 
Từ bảng 3 tổng hợp một số kết quả nghiên cứu trước về các vật liệu hấp phụ tiết kiệm chi phí 
khác như sinh khối tự nhiên, phế phụ phẩm nông nghiệp, phế thải công nghiệp, hydrogel, vật liệu 
nano cho thấy khi xét yếu tố pH ảnh hưởng đến quá trình hấp phụ thì kết quả nghiên cứu trong 
bài báo này cũng phù hợp với nghiên cứu trước của các tác giả Zhu.Y et al, 2016 [12], Zeng.Y et 
al [16] và B.C. Erdoğan et al [18] đã xác định giá trị pH cho hấp phụ NH4+ đều ở pH thấp. Về 
thời gian tiếp xúc tối ưu để hoàn thành loại bỏ NH4+ trong nghiên cứu này diễn ra nhanh hơn so 
với các nghiên cứu của tác giả S. Kizito et al [13], L. Zhang et al [15] và B.C. Erdoğan et al 
[18]. Kết quả về xu hướng ảnh hưởng của nồng độ amoni đầu vào cũng phù hợp với các kết quả 
nghiên cứu ở bảng 3 (tức là trong giai đoạn đầu khi tăng nồng độ NH4+ thì làm tăng khả năng hấp 
phụ của vật liệu). Khi so sánh khả năng hấp phụ amoni của SNa-CL với các vật liệu khác thì 
dung lượng hấp phụ amoni tuy có thấp hơn vật liệu hấp phụ từ than sinh học vỏ trấu [13], 
hydrogel [16] và vật liệu nano Fe3O4 [17] nhưng so với các vật liệu hấp phụ từ sinh khối tự nhiên 
[11], phế thải công nghiệp [15] đặc biệt so với clinoptilolite tự nhiên chưa biến tính [18] thì dung 
lượng hấp phụ của SNa-CL cao hơn. Điều này cho thấy, với sự biến tính clinoptilolite bằng 
TNU Journal of Science and Technology 226(07): 56 - 63 
 62 Email: jst@tnu.edu.vn 
phương pháp hóa siêu âm đã cải thiện khả năng hấp phụ amoni của vật liệu và từ đó làm tăng 
hiệu quả xử lý amoni trong nguồn nước. 
4. Kết luận 
Clinoptilolite được biến tính bằng phương pháp hóa siêu âm đã cho thấy hiệu quả xử lý amoni 
trong dung dịch. Khả năng hấp phụ của SNa-CL phụ thuộc vào pH, nồng độ dung dịch và thời 
gian hấp phụ. Hiệu suất xử lý NH4+ của SNa-CL ở điều kiện pH=6 là tối ưu mà tại đó hiệu suất 
xử lý là trên 99%. Thời gian cần thiết cho quá trình hấp phụ NH4+ đạt đến trạng thái cân bằng là 
90 phút. Nồng độ NH4+ đầu vào càng nhỏ thì khả năng hấp phụ NH4+ của SNa-CL càng cao. 
Động học của quá trình hấp phụ tuân theo mô hình động học bậc 2. Đường đẳng nhiệt của quá 
trình hấp phụ phù hợp với mô hình Langmuir và Temkin. Dung lượng hấp phụ cực đại đạt 24,42 
mg/g chứng tỏ vật liệu SNa-CL có nhiều tiềm năng ứng dụng trong việc xử lý amoni. 
Lời cám ơn 
Nghiên cứu này được tài trợ bởi Bộ giáo dục và đào tạo thông qua đề tài có mã số B2019-
TNA-17. 
TÀI LIỆU THAM KHẢO/ REFERENCES 
[1] R. Esteban, I. Ariz, C. Cruz, and J. F. Moran, “Mechanisms of ammonium toxicity and the quest for 
tolerance,” Plant Sci., vol. 248, pp. 92-101, 2016. 
[2] J. Huang, N. R. Kankanamge, C. Chow, D. T. Welsh, T. Li, and P. R. Teasdale, “Removing 
ammonium from water and wastewater using cost-effective adsorbents: A review,” J. Environ. Sci., 
vol. 63, pp. 174-197, 2018. 
[3] B. Han, C. Butterly, W. Zhang, J. He, and D. Chen, “Adsorbent materials for ammonium and ammonia 
removal: A review,” J. Clean. Prod., vol. 283, no. 2, 2020, Art. no. 124611. 
[4] P. Ambrozova, J. Kynicky, T. Urubek, and V. D. Nguyen, “Synthesis and modification of 
Clinoptilolite,” Molecules, vol. 22, no. 7, 2017, Art. no. 1107. 
[5] V. D. Nguyen, Q. M. Bui, J. Kynicky, and D. Vsiansky, “Effect of Milling Methods on Particulate 
Properties and Structure of Clinoptilolite,” Cryst. Res. Technol., vol. 55, no. 4, pp. 1-6, 2020. 
[6] M. Zieliński, M. Zielińska, and M. Dębowski, “Ammonium removal on zeolite modified by 
ultrasound,” Desalin. Water Treat., vol. 57, no. 19, pp. 8748-8753, 2016. 
[7] V. K. Jha and S. Hayashi, “Modification on natural clinoptilolite zeolite for its NH4+ retention 
capacity,” J. Hazard. Mater., vol. 169, no. 1-3, pp. 29-35, 2009. 
[8] V. D. Nguyen et al., “Removal of cadmium from aqueous solution using sonochemically modified 
clinoptilolite: Optimization and modeling,” Environ. Technol. Innov., vol. 20, 2020, Art. no. 101166. 
[9] J. P. Simonin, “On the comparison of pseudo-first order and pseudo-second order rate laws in the 
modeling of adsorption kinetics,” Chem. Eng. J., vol. 300, pp. 254-263, 2016. 
[10] G. Limousin, J.-P. Gaudet, L. Charlet, S. Szenknect, V. Barthes, and M. Krimissa, “Sorption 
isotherms: a review on physical bases, modeling and measurement,” Appl. geochemistry, vol. 22, no. 
2, pp. 249-275, 2007. 
[11] X. Cui, H. Hao, C. Zhang, Z. He, and X. Yang, “Capacity and mechanisms of ammonium and 
cadmium sorption on different wetland-plant derived biochars,” Sci. Total Environ., vol. 539, pp. 566-
575, 2016. 
[12] Y. Zhu, P. Kolar, S. B. Shah, J. J. Cheng, and P. K. Lim, “Avocado seed-derived activated carbon for 
mitigation of aqueous ammonium,” Ind. Crops Prod., vol. 92, pp. 34-41, 2016. 
[13] S. Kizito et al., “Evaluation of slow pyrolyzed wood and rice husks biochar for adsorption of 
ammonium nitrogen from piggery manure anaerobic digestate slurry,” Sci. Total Environ., vol. 505, 
pp. 102-112, 2015. 
[14] A. Khalil, N. Sergeevich, and V. Borisova, “Removal of ammonium from fish farms by biochar 
obtained from rice straw: Isotherm and kinetic studies for ammonium adsorption,” Adsorpt. Sci. 
Technol., vol. 36, no. 5-6, pp. 1294-1309, 2018. 
[15] L. Y. Zhang, H. Y. Zhang, W. Guo, and Y. L. Tian, “Sorption characteristics and mechanisms of 
ammonium by coal by-products: slag, honeycomb-cinder and coal gangue,” Int. J. Environ. Sci. 
TNU Journal of Science and Technology 226(07): 56 - 63 
 63 Email: jst@tnu.edu.vn 
Technol., vol. 10, no. 6, pp. 1309-1318, 2013. 
[16] Y. Zheng, Y. Liu, and A. Wang, “Fast removal of ammonium ion using a hydrogel optimized with 
response surface methodology,” Chem. Eng. J., vol. 171, no. 3, pp. 1201-1208, 2011. 
[17] K. Zare et al., “Equilibrium and kinetic study of ammonium ion adsorption by Fe3O4 nanoparticles 
from aqueous solutions,” J. Mol. Liq., vol. 213, pp. 345-350, 2016. 
[18] B. C. Erdoğan and S. Ülkü, “Ammonium sorption by Gördes clinoptilolite rich mineral specimen,” 
Appl. Clay Sci., vol. 54, no. 3-4, pp. 217-225, 2011.