Luận án Nghiên cứu chế tạo một số vật liệu Nano vô cơ hiệu năng cao định hướng ứng dụng trong xử lý nước

1. Vật liệu nanocomposite Fe3O4/bentonite (FB) đã được tổng hợp thành công trên nền bentonite tách lớp bằng phương pháp đồng kết tủa và nung 4 giờ ở 500 oC với sự có mặt của tinh bột. Vật liệu có diện tích bề mặt riêng khá lớn (133,2 m2/g), các hạt nano Fe3O4 tương đối đồng đều với kích thước 10 - 12 nm, phân tán tốt và có độ ổn định cao. Nghiên cứu khả năng hấp phụ của vật liệu đã xác định được:  Hấp phụ As(III) và As(V) đạt dung lượng cực đại tương ứng là 37,5 và 34,0 mg/g tại pH = 6,5.  Tại pH = 6, nồng độ dung dịch đầu 200 mg/l và hàm lượng chất hấp phụ 1g/l, dung lượng hấp phụ Pb2+ và Cd2+ đạt 141,8 và 91,4 mg/g, tương ứng.  Dung lượng hấp phụ thuốc nhuộm hoạt tính RY-195 cao trong vùng pH thấp (qmax = 116,3 mg/g ở pH=3). 2. Vật liệu hấp phụ mới nanocomposite nZVI/oxit phức hợp (Fe-Mn)/bentonite (IFMB) đã được tổng hợp thành công bằng phương pháp hóa học ướt. Vật liệu gồm pha oxit phức hợp Fe-Mn vô định hình và các hạt tinh thể nZVI tương đối bền được phân bố đồng đều trên nền bentonite tách lớp với diện tích bề mặt riêng khá lớn là 218 m2/g. Tối ưu hóa thành phần vật liệu bằng phương pháp đáp ứng bề mặt đã xác định được IFMB chứa 9,55% bentonite, 16,97% nZVI và 73,48% oxit phức hợp (có tỷ lệ mol Fe/Mn = 1,75) là vật liệu có thành phần tối ưu cho mục tiêu hấp phụ thuốc nhuộm RY-145. Vật liệu có khả năng hấp phụ RY-145 rất tốt, quá trình đạt cân bằng sau 40 phút tiếp xúc với dung lượng hấp phụ cực đại là 344,8 mg/g. Hiệu suất hấp phụ đạt 98,5% trong trường hợp nồng độ thuốc nhuộm ban đầu 200 mg/l, pH dung dịch bằng 6 và lượng vật liệu là 1 g/l.

pdf140 trang | Chia sẻ: huydang97 | Ngày: 27/12/2022 | Lượt xem: 20 | Lượt tải: 0download
Bạn đang xem trước 20 trang tài liệu Luận án Nghiên cứu chế tạo một số vật liệu Nano vô cơ hiệu năng cao định hướng ứng dụng trong xử lý nước, để xem tài liệu hoàn chỉnh bạn click vào nút DOWNLOAD ở trên
= 2/1 được chọn để tổng hợp vật liệu CAB/CGA. 98 3.3.2. Các đặc trưng cơ bản của vật liệu CAB/CGA 3.3.2.1. Thành phần, cấu trúc và các nhóm chức cơ bản Phổ FTIR của CTS, bentonite, CAB và CAB/CGA được đưa trên Hình 3.36 (và PL 15). Phổ của CAB/CGA tương tự như phổ của CAB, không quan sát thấy những khác biệt thể hiện sự có mặt của GA (đóng vai trò làm liên kết ngang trong mạng CGA xen với CAB). Điều này có thể do hàm lượng nhỏ của của polyme xen CGA (CGA ~ 10 %, trong đó GA chỉ chiếm 1,6 %). Hình 3.36. Phổ FTIR của bentonite, chitosan, CAB và CAB/CGA 3.3.2.2. Hình thái bề mặt và cấu trúc xốp của vật liệu CAB/CGA Hình 3.37 là ảnh SEM của các mẫu vật liệu B20 (là mẫu CAB 20% bentonite) và CAB/CGA (20% bentonite). Hình 3.37 a và b cho thấy cả hai mẫu vật liệu này đều có độ xốp cao. Điểm khác biệt quan trọng là vật liệu CAB/CGA có cấu trúc xốp rất 99 đồng đều cả về kích thước, phân bố mao quản và cấu trúc bề mặt vật liệu. Có thể dễ dàng nhận thấy rằng bề mặt của CAB/CGA săn chắc hơn và dự đoán độ bền cơ sẽ cao hơn của CAB. Hình 3.37c là hình ảnh các hạt CAB/CGA, chúng có đường kính trung bình khi ở trạng thái khô là khoảng 550 µm và các hạt có kích thước tương đối đồng đều. Hình 3.37. Ảnh SEM của:a) Mẫu CAB, b) CAB/CGA và c) các hạt CAB/CGA 3.3.2.3. Hành vi nhiệt của CAB/CGA Giản đồ phân tích nhiệt của CAB/CGA được đưa trên Hình 3.38. Nhìn chung đối với các vật liệu hydrogel composite khó có thể xác định quá trình xảy ra khi tăng nhiệt độ theo từng giai đoạn riêng biệt. Mặc dù vậy, từ giản đồ TGA, quá trình mất khối lượng cũng có thể chia thành bốn giai đoạn. Giai đoạn thứ nhất ở khoảng nhiệt độ dưới 160 oC với khối lượng mất khá nhỏ (6,79%), trên đường DTA không quan sát thấy rõ hiệu ứng nhiệt. Giai đoạn này là do mất nước hấp phụ vật lý trên bề mặt vật liệu. c a b 100 Giai đoạn thứ 2 từ khoảng 160 oC đến gần 300 oC, khối lượng giảm đến 9,69%, tương ứng với sự mất nước hấp thụ và khối lượng giảm chủ yếu liên quan đến sự phân hủy bẻ gãy liên kết C-O-C trong chuỗi CTS. Trong giai đoạn 3, 300 oC đến trên 500 oC, vật liệu giảm 29,61% khối lượng, tương ứng với hiệu ứng tỏa nhiệt quan sát thấy trên đường DTA (450,3 oC), là do giai đoạn phân hủy thứ nhất của vật liệu: phân hủy các nhóm carboxyl của PAA [176] Trong giai đoạn 4, 520 - 800 oC, vật liệu tiếp tục mất 18,70% khối lượng, tương ứng với hiệu ứng tỏa nhiệt mạnh trên đường DTA (578,53oC). Đây là giai đoạn phân hủy thứ hai: depolyme hóa chuỗi PAA. Nhìn chung, hành vi nhiệt của mẫu vật liệu thể hiện tương tự với một số vật liệu hydrogel composite đã được công bố [176]. Hình 3.38. Giản đồ phân tích nhiệt của CAB/CGA 3.3.2.4. Độ trương nở và điểm điện tích không của CAB/CGA Độ trương nở: Độ trương nở là một trong những thông số quan trọng của vật liệu hydrogel, vì chúng ảnh hưởng trực tiếp đến hành vi của vật liệu trong dung dịch. Các kết quả xác định độ trương nở Qep của vật liệu (tính theo phương trình 2.3) được đưa trong Bảng 3.28. So với vật liệu CAB (có Qep cao tới 73.1 như đã trình bày trong Phần 1.3.4), Qep của CAB/CGA thấp hơn trên 10 lần. Như vậy là vật liệu 101 CAB/CGA đã đạt được một trong những mục đích mong muốn là giảm đáng kể độ trương nở. Bảng 3.28. Kết quả xác định độ trương nở của vật liệu CAB/CGA STT m1 m2 Qep Lần 1 0,5 3,57 6,14 Lần 2 0,5 3,62 6,24 Trung bình 6,19 Điểm điện tích không: Giá trị PZC của CAB/CGA và của CAB được xác định đồng thời để so sánh. Từ các kết quả thí nghiệm (Hình 3.39), xác định được PZC của vật liệu CAB và CAB/CGA là 7,75 và 5,70 tương ứng. Giá trị PZC thay đổi có thể ảnh hưởng đến hành vi hấp phụ của vật liệu như sẽ được chỉ ra trong nghiên cứu dưới đây. Hình 3.39. Đồ thị biểu diễn sự phụ thuộc của pH vào pHi khi xác định PZC của CAB/CGA 3.3.3. Khả năng hấp phụ amoni của CAB/CGA 3.3.3.1. Ảnh hưởng của các thông số quan trọng đến hiệu suất hấp phụ amoni Ảnh hưởng của pH: Hiệu suất hấp phụ amoni của CAB/CGA và CAB ở các giá trị pH khác nhau được đưa ra trên Hình 3.40. Các kết quả chứng tỏ rằng pH ảnh hưởng không nhiều đến hiệu suất hấp phụ amoni trên vật liệu. Khả năng hấp phụ amoni của vật liệu CAB/CGA cao và gần như không đổi trong khoảng pH 4 ÷ 8. Ở vùng pH thấp hơn -1,2 -0,9 -0,6 -0,3 0 0,3 0,6 0,9 1,2 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 ∆ p H pH CAB/CGA CAB 102 (pH 2 ÷ 4), hiệu suất hấp phụ suy giảm tương đối nhanh. So sánh với vật liệu CAB thì CAB/CGA hấp phụ tốt và ổn định trong vùng pH rộng hơn, mở rộng về vùng pH thấp. Điều này cũng có thể dự đoán được dựa trên giá trị PZC của vật liệu: PZC của CAB/CGA nằm ở vùng pH thấp hơn nhiều so với CAB. Hiệu suất hấp phụ cao trong khoảng pH rộng là một lợi thế lớn của vật liệu khi áp dụng trong thực tế. Hình 3.40. Sự phụ thuộc của hiệu suất hấp phụ vào pH của dung dịch Ảnh hưởng của thời gian tiếp xúc: Hình 3.41a và 3.41b là các đường động học hấp phụ và đồ thị ảnh hưởng của thời gian tiếp xúc đến hiệu suất hấp phụ amoni của vật liệu, ứng với ba dung dịch có nồng độ đầu khác nhau (Co = 25; 50; 100 mg/l). Hình 3.41. Đường động học hấp phụ (trái) và ảnh hưởng của thời gian tiếp xúc đến hiệu suất hấp phụ amoni của vật liệu (phải) 0 20 40 60 80 100 120 0 20 40 60 80 100 120 N ồ n g đ ộ a m o n i (m g /l ) Thời gian (Phút) (a) 25 mg/l 50 mg/l 100 mg/l 50 60 70 80 90 0 20 40 60 80 100 120 H iệ u s u ấ t (% ) Thời gian (Phút) (b) 25 mg/l 50 mg/l 100 mg/l 103 Kết quả trên Hình 3.41 chỉ ra rằng hiệu suất hấp phụ tăng nhanh trong thời gian 5 phút tiếp xúc đầu tiên, tức là tốc độ hấp phụ rất cao. Tiếp tục tăng thời gian, tốc độ hấp phụ giảm dần và đạt cân bằng sau khoảng 30 phút tiếp xúc. Đặc biệt, với dung dịch có Co = 25 mg/l và hàm lượng pha rắn 1,5mg/l, chỉ sau 30 phút nồng độ cân bằng đã đạt dưới ngưỡng an toàn về amoni ([NH4+-N] < 3 mg/l. Từ các số liệu thực nghiệm xây dựng đồ thị động học hấp phụ giả bậc nhất và bậc hai đưa ra trên Hình 3.42a và 3.42b, tương ứng. Hình 3.42. Động học hấp phụ giả bậc nhất (a) và bậc hai (b) với Co= 50 mg/l Từ các đồ thị động học, xác định được các hệ số của phương trình động học hấp phụ (Bảng 3.29). Như vậy phương trình động học giả bậc hai là tương đối phù hợp với các số liệu thực nghiệm động học hấp phụ. Bảng 3.29. Các hệ số của phương trình động học hấp phụ với Co=50 mg/l Động học giả bậc nhất Phương trình R2 a b qe k1 (1/phút) qe(exp) (mg/g) Y= -0,019x + 0,754 0,913 -0,019 0,754 5,675 0,04 29,24 Động học giả bậc hai Phương trình R2 a b qe (mg/l) k2 (g/mg.ph) qe(exp) (mg/g) Y = 0,033x + 0.055 0,999 0,033 0,055 30,30 0,02 29,24 y = 0,033x + 0,055 R² = 0,999 0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 0 20 40 60 80 100 120 lo g (q e - q t) Thời gian ( phút) (a) y = -0,019x + 0,754 R² = 0,913 -02 -01 -01 00 01 01 0 20 40 60 80 100 120 t/ q t Thời gian (Phút) (b) 104 Đẳng nhiệt hấp phụ amoni: Kết quả thực nghiệm đẳng nhiệt hấp phụ amoni được đưa trong Bảng 3.30. Trên cơ sở kết quả này, xây dựng các đồ thị đẳng nhiệt hấp phụ theo mô hình Langmuir (Hình 3.43a) và Freundlich (Hình 3.43b) và xác định các thông số của hai mô hình đẳng nhiệt (Bảng 3.31). Chỉ số R2 = 0,990 của mô hình Langmuir gần với giá trị R2 = 0,994 của mô hình Freundlich. Điều này có thể do vật liệu chưa đạt được độ che phủ tối đa. Giá trị dung lượng hấp phụ cực đại tạm tính theo phương trình Langmuir là qmax = 125 mg [NH4+-N]/g vật liệu. Dung lượng hấp phụ như vậy là rất cao so với vật liệu CAB (52,63 mg N/g) và các vật liệu hấp phụ amoni đã được công bố như đã được trình bày trong phần tổng quan [130-132]. Bảng 3.30. Số liệu thực nghiệm đẳng nhiệt hấp phụ amoni trên CAB/CGA Co (mg/l) Ce (mg/l) qe (mg/g) Ce/qe (g/l) lnCe( lnqe( 25,0 2,67 14,89 0,179 0,427 1,173 37,5 4,26 22,16 0,192 0,630 1,346 50,0 6,20 29,20 0,212 0,793 1,465 62,5 8,01 36,33 0,220 0,904 1,560 87,5 12,57 49,95 0,252 1,099 1,699 100,0 16,25 55,83 0,291 1,211 1,747 Hình 3.43. a) Đẳng nhiệt hấp phụ Freundlich; b) Đẳng nhiệt hấp phụ Langmuir 105 Bảng 3.31. Các thông số của hai mô hình đẳng nhiệt hấp phụ Freundlich Langmuir n Kf (l/g) R2 qmax (mg/g) b R2 1,381 7,430 0,994 125 0,159 0,990 3.3.3.2. So sánh khả năng hấp phụ amoni của CAB, CAB/CGA và CAB/CGAtt Để đánh giá hiệu quả của kỹ thuật in dấu phân tử, mẫu vật liệu tương tự CAB/CGA nhưng không sử dụng kỹ thuật in dấu phân tử (mẫu CAB/CGAtt) đã được tổng hợp. Nghiên cứu hấp phụ amoni được tiến hành đồng thời trên ba vật liệu CAB, CAB/CGA và CAB/CGAtt để so sánh, kết quả thể hiện trên Hình 3.44. Hình 3.44. Đường động học hấp phụ trên ba vật liệu CAB, CAB/CGA và CAB/CGAtt Quan sát Hình 3.44 thấy rằng dung lượng hấp phụ của ba vật liệu sắp xếp theo thứ tự: CAB/CGA > CAB > CAB/CGAtt. So với CAB, dung lượng hấp phụ của CAB/CGAtt còn thấp hơn. Sự có mặt của mạng xen kẽ CGA làm cho vật liệu có độ trương nở thấp dẫn đến giảm khả năng hấp phụ của vật liệu. Hơn nữa, khi đưa thêm mạng xen kẽ không chứa nhóm COO- vào vật liệu, số lượng nhóm COO- có trong một đơn vị khối lượng vật liệu sẽ giảm, cũng góp phần làm giảm dung lượng hấp phụ. Trong khi đó, CAB/CGA có dung lượng hấp phụ vượt trội hơn hẳn so với CAB. Kết quả này đã thể hiện rõ hiệu quả của kỹ thuật MIP. 9,14 9,14 8,31 8,30 14,89 14,95 0 2 4 6 8 10 12 14 16 0 10 20 30 40 50 60 70 q ( m g /g ) Thời gian ( phút) CAB CAB/CGAtt CAB/CGA 106 Ngoài ra có thể nhận thấy hai vật liệu có mạng CGA xen kẽ đều có thời gian đạt cân bằng lâu hơn vật liệu CAB (không có mạng xen kẽ). Nguyên nhân cũng là do độ trương nở thấp của các vật liệu mạng xen kẽ gây nên trở lực khuếch tán cao, làm cho tốc độ hấp phụ giảm. 3.3.4. Tái sử dụng vật liệu Vật liệu CAB/CGA được nghiên cứu khả năng tái sinh để giảm chi phí và mở ra khả năng thu hồi amoni trong nước. Kết quả nghiên cứu tái sử dụng vật liệu CAB/CGA được chỉ ra trên Hình 3.45 với 5 chu kỳ hấp phụ-giải hấp. Các kết quả cho thấy đến chu kỳ thứ 5 dung lượng hấp phụ vẫn hầu như không suy giảm so với lần hấp phụ đầu tiên. Amoni hấp phụ trên vật liệu có thể được giải hấp hiệu quả với dung dịch NaOH 0,1 mol/l trong vòng 10 phút. Hơn nữa vật liệu hầu như không bị hao mòn sau 5 chu kỳ làm việc, chứng tỏ độ bền cơ học và hóa học cao của vật liệu. Các kết quả này xác nhận vật liệu có thể tái sinh và tái sử dụng nhiều lần. Hình 3.45. Hiệu suất hấp phụ amoni của CAB/CGA trong 5 chu kỳ liên tiếp Nhận xét chung về vật liệu CAB/CGA - Hydrogel nanocomposite CAB/CGA là một polyme xen kẽ bao gồm mạng polyme chính là hydrogel CAB và mạng polyme xen kẽ là CGA. - Polyme chính CAB là vật liệu có cấu trúc không gian ba chiều tạo thành từ phản ứng đồng trùng hợp của poly(acrylic acid) ghép vào các vị trí -NH2 và -OH trên xương sống chitosan và các liên kết ngang hình thành khi phản ứng với MBA. 87,7 84,7 83,9 86,5 87,2 0 20 40 60 80 100 1 2 3 4 5 H iệ u s u ấ t h ấ p p h ụ ( % ) Chu kỳ 107 - Mạng CGA xen kẽ được hình thành bằng cách tẩm CTS vào CAB sau đó thực hiện phản ứng liên kết ngang với glutarandehyde tại các vị trí có nhóm amin. - Bentonite trong CAB có vai trò: 1) như một chất độn nano và 2) như là một tác nhân liên kết ngang thông qua phản ứng este hóa. - Vật liệu có cấu trúc xốp rất đồng đều bao gồm cả kích thước lỗ xốp, mật độ lỗ xốp và hình dạng cấu trúc bề mặt. Bề mặt của CAB/CGA săn chắc hơn và dự đoán độ bền cơ sẽ cao hơn của CAB. - Độ trương nở trung bình của vật liệu ở pH=7 là 6,19 tức là 1g vật liệu khô hấp thụ 6,19 gam nước. So với vật liệu CAB, giá trị này thấp hơn 10 lần. - Điểm điện tích không của vật liệu PZC = 5,7, cũng thấp hơn đáng kể so với CAB. - CAB/CGA dạng hạt có đường kính trung bình khi ở trạng thái khô là khoảng 550µm và các hạt có kích thước tương đối đồng đều. - CAB/CGA thể hiện khả năng hấp phụ amoni rất tốt với dung lượng hấp phụ tới 125 mg [NH4+-N]/g vật liệu. - Do có khả năng hấp phụ amoni tốt, độ bền cơ học, độ bền hóa học cao và có thể tái sử dụng nhiều lần, vật liệu CAB/CGA có khả năng ứng dụng tốt trong thực tế để xử lý amoni trong nước. 108 KẾT LUẬN 1. Vật liệu nanocomposite Fe3O4/bentonite (FB) đã được tổng hợp thành công trên nền bentonite tách lớp bằng phương pháp đồng kết tủa và nung 4 giờ ở 500 oC với sự có mặt của tinh bột. Vật liệu có diện tích bề mặt riêng khá lớn (133,2 m2/g), các hạt nano Fe3O4 tương đối đồng đều với kích thước 10 - 12 nm, phân tán tốt và có độ ổn định cao. Nghiên cứu khả năng hấp phụ của vật liệu đã xác định được:  Hấp phụ As(III) và As(V) đạt dung lượng cực đại tương ứng là 37,5 và 34,0 mg/g tại pH = 6,5.  Tại pH = 6, nồng độ dung dịch đầu 200 mg/l và hàm lượng chất hấp phụ 1g/l, dung lượng hấp phụ Pb2+ và Cd2+ đạt 141,8 và 91,4 mg/g, tương ứng.  Dung lượng hấp phụ thuốc nhuộm hoạt tính RY-195 cao trong vùng pH thấp (qmax = 116,3 mg/g ở pH=3). 2. Vật liệu hấp phụ mới nanocomposite nZVI/oxit phức hợp (Fe-Mn)/bentonite (IFMB) đã được tổng hợp thành công bằng phương pháp hóa học ướt. Vật liệu gồm pha oxit phức hợp Fe-Mn vô định hình và các hạt tinh thể nZVI tương đối bền được phân bố đồng đều trên nền bentonite tách lớp với diện tích bề mặt riêng khá lớn là 218 m2/g. Tối ưu hóa thành phần vật liệu bằng phương pháp đáp ứng bề mặt đã xác định được IFMB chứa 9,55% bentonite, 16,97% nZVI và 73,48% oxit phức hợp (có tỷ lệ mol Fe/Mn = 1,75) là vật liệu có thành phần tối ưu cho mục tiêu hấp phụ thuốc nhuộm RY-145. Vật liệu có khả năng hấp phụ RY-145 rất tốt, quá trình đạt cân bằng sau 40 phút tiếp xúc với dung lượng hấp phụ cực đại là 344,8 mg/g. Hiệu suất hấp phụ đạt 98,5% trong trường hợp nồng độ thuốc nhuộm ban đầu 200 mg/l, pH dung dịch bằng 6 và lượng vật liệu là 1 g/l. 3. Vật liệu mới, hydrogel nanocomposite in dấu phân tử CAB/CGA, đã được tổng hợp thành công bằng cách tổng hợp mạng polyme chính CAB sử dụng kỹ thuật in dấu phân tử, sau đó xen mạng CAB với mạng polyme liên kết ngang CGA. 109 CAB/CGA có cấu trúc xốp rất đồng đều, bao gồm cả kích thước lỗ xốp, mật độ lỗ xốp và hình dạng cấu trúc bề mặt. Vật liệu có độ trương nở thấp, độ bền cơ và bền hóa cao. CAB/CGA có khả năng hấp phụ amoni tốt trong vùng nồng độ thấp và khoảng pH rộng với tốc độ và dung lượng hấp phụ cao (qmax đạt tới 125 mg [NH4+-N]/g tại pH dung dịch bằng 6,5). CAB/CGA được hoàn nguyên và tái sử dụng năm lần bằng dung dịch NaOH 0,1M mà hầu như không hao tổn chất hấp phụ và dung lượng hấp phụ. 110 NHỮNG ĐÓNG GÓP MỚI CỦA LUẬN ÁN 1. Trong nghiên cứu tổng hợp nanocomposite Fe3O4/bentonite, đã sử dụng kỹ thuật tách lớp bentonite trước khi đưa vào tổng hợp vật liệu. Nhờ vậy, vật liệu có những đặc trưng ưu việt là diện tích bề mặt riêng khá lớn, các hạt nano Fe3O4 có tính ổn định cao, phân tán tốt trên các phiến nanoclay với kích thước nhỏ và khá đồng đều tạo nên khả năng hấp phụ cao đối với nhiều loại tác nhân ô nhiễm bao gồm các anion, cation và các chất hữu cơ. 2. Đã tổng hợp được vật liệu nanocomposite nZVI/oxit phức hợp (Fe-Mn)/bentonite (vật liệu IFMB) có khả năng hấp phụ tốt hai thuốc nhuộm là RR-195 và RY-145, cho thấy tiềm năng sử dụng IFMB như một vật liệu hấp phụ xử lý các loại thuốc nhuộm azo trong nước. 3. Đã tổng hợp được vật liệu hydrogel nanocomposite in dấu phân tử mới CAB/CGA. CAB/CGA là một polyme xen kẽ giữa mạng polyme chính là hydrogel nanocomposite in dấu phân tử CTS-g - PAA/bentonite (CAB) và mạng polyme xen kẽ là polyme của CTS liên kết ngang với glutaraldehyde (CGA). Lần đầu tiên kỹ thuật in dấu phân tử được áp dụng trong tổng hợp vật liệu hydrogel cho mục đích hấp phụ amoni tạo cho vật liệu khả năng hấp phụ amoni hiệu quả với dung lượng hấp phụ cao vượt trội so với một số vật liệu hydrogel tương tự đã được nghiên cứu và công bố. Với giải pháp tạo mạng polyme xen kẽ, độ trương nở của vật liệu đã được kiểm soát, độ bền cơ và bền hóa cao, có thể hoàn nguyên nhiều lần mà hầu như không hao tổn vật liệu và dung lượng hấp phụ. Kết hợp khả năng hấp phụ tốt, độ trương nở thấp, độ bền cao và đặc biệt là khả năng tái sử dụng nhiều lần, CAB/CGA có thể ứng dụng trong thực tế để xử lý amoni trong nước. 111 CÁC CÔNG TRÌNH CÔNG BỐ LIÊN QUAN ĐẾN LUẬN ÁN 1. Phạm Văn Lâm, Nguyễn Bình Dương, Vũ Anh Tuấn, Loại bỏ crom trong nước bằng vật liệu nanocompozit Fe3O4/Bentonite, Tạp chí Hóa học, T54 (5E1,2), 221- 225, 2016. 2. Phạm Văn Lâm, Nguyễn Bình Dương, Trịnh Hoài Thu, Vũ Anh Tuấn, Nghiên cứu khả năng hấp phụ thuốc nhuộm hoạt tính RR195 trên vật liệu nanocomposit Fe3O4/Bentonit, Tạp chí Hóa học, T54 (6E2), 99-102, 2016. 3. Phạm Văn Lâm, Nguyễn Bình Dương, Trịnh Hoài Thu, Vũ Anh Tuấn, Loại bỏ phốt phát trong nước sử dụng nanocomposit Fe3O4/Bentonit, Tạp chí Hóa học, T54 (6E2), 103-106, 2016. 4. Phạm Văn Lâm, Nguyễn Bình Dương, Quản Thị Thu Trang, Vũ Anh Tuấn, Removal of Pb2+ and Cd2+ ions from aqueous solutions using Fe3O4/Bentonite nanocomposite, Tạp chí Hóa học, T56 (5), 617-622, 2018. 5. Quản Thị Thu Trang, Phan Thị Ngọc Bích, Nguyễn Bình Dương, Phạm Văn Lâm, Preparation and amonium adsorption behaviour of chitosan-g-polyacrylic acid/bentonite composite hydrogel, Tạp chí Hóa học, T57 (4E1,2), 421- 425, 2019. 6. Phạm Thị Thanh Huyền, Nguyễn Bình Dương, Quản Thị Thu Trang, Phan Thị Ngọc Bích, Phạm Văn Lâm, Chế tạo và tối ưu hóa thành phần của chất hấp phụ mới nZVI/oxit phức hợp (Fe-Mn)/bentonit cho loại bỏ thuốc nhuộm hoạt tính RY- 145 trong nước, Tạp chí Xúc tác và hấp phụ Việt Nam, T9 (3), 45-51, 2020. 112 TÀI LIỆU THAM KHẢO 1. René P. Schwarzenbach, Bernhard Wehrli et al., Global Water Pollution and Human Health, Annu Rev Environ Resour, 2010, 35, 109-136. 2. Chang Min Park, Yeomin Yoon et al., Removal of heavy metals from water sources in the developing world using low-cost materials: A review, Chemosphere, 2019, 229, 142e159. 3. M. Wołowiec, T. Bajda et al., Removal of Heavy Metals and Metalloids fromWater Using DrinkingWater Treatment Residuals as Adsorbents: A Review, Minerals 2019, 9, 487. 4. E. Marañón, L. Castrillon et al., Removal of ammonium from aqueous solutions with volcanic tuff. J. Hazard Mater., 2006, 137, 1402-1409. 5. J. Huang, P.R. Teasdale, Removing ammonium from water and wastewater using cost-effective adsorbents: A review. J. Env. Sci., 2018, 63, 174-197. 6. Javier Mateo-Sagasta, Sara Marjani Zadeh, Hugh Turral, Water pollution from agriculture: a global review Executive summary, 2017, FAO and IWMI. 7. P. A. Rezagama, M. Hibbaan, Ammonia-Nitrogen (NH3-N) and Ammonium- Nitrogen (NH4+-N) Equilibrium on The Process of Removing Nitrogen By Using Tubular Plastic Media, J. Mater. Environ. Sci., 2017, 8 (S), 4915-4922. 8. W. Gong, X. Meng, X. Tang, P. Ji, Core-shell MnO2-SiO2 nanorods for catalyzing the removal of dyes from water, Catalysts, 2017, 7, 19. 9. K.A. Adegoke, O.S. Bello, Dye sequestration using agricultural wastes as adsorbents, Water Resour. Indus., 2015, 12, 8–24. 10. Tara, N., Asiri et al., A. M. Nano-engineered adsorbent for removal of dyes from water: A review. Current Current Analytical Chemistry, 2020, 16, 14-40. 11. Christie, R.M., Environmental aspects of textile dyeing, Wood head Publishing; ISBN: Cambridge, 2017, p. 1845691156. 12. Sen, T.K.; Afroze, S.; Ang, H., Equilibrium, kinetics and mechanism of removal of methylene blue from aqueous solution by adsorption onto pine cone biomass of Pinusradiate, Water Air Soil Pollut., 2011, 218, 499-515. 13. M. T. Yagub, H.M. Ang et al., Dye and its removal from aqueous solution by adsorption: A review, Adv. Colloid Interface Sci., 2014, 209, 172-184. 113 14. R. Breton, A. Boxall. "Pharmaceuticals and personal care products in the environment: regulatory drivers and research needs." Qsar & Combinatorial Science, 2003, 22(3), 399-409. 15. Fatta, D., et al. "Analytical methods for tracing pharmaceutical residues in water and wastewater." TrAC Trends in Analytical Chemistry, 2007, 26.6, 515-533. 16. A. Hu and A. Apblett, Nanotechnology for Water Treatment and Purification. Springer, 2014, Vol. 22. 17. Bredhult, Carolina, Britt-Marie Bäcklin, and Matts Olovsson, Effects of some endocrine disruptors on the proliferation and viability of human endometrial endothelial cells in vitro, Reproductive Toxicology, 2007, 23.4, 550-559. 18. Méndez-Arriaga, Jaime Giménez et al., Photocatalytic degradation of non- steroidal anti-inflammatory drugs with TiO2 and simulated solar irradiation, Water Research, 2008, 42.3, 585-594. 19. Ali, T.A. Khan, M. Asim, Removal of arsenic from water by electrocoagulation and electrodialysis techniques, Sep. Purif. Rev., 2011, 40, 25–42. 20. T.A. Saleh, V.K. Gupta, Column with CNT/magnesium oxide composite for lead(II) removal from water, Environ. Sci. Pollut. Res., 2012, 19, 1224-1228. 21. V.K. Gupta, A. Nayak, Cadmium removal and recovery from aqueous solutionsby novel adsorbents prepared from orange peel and Fe2O3 nanoparticles, Chem. Eng. J., 2012, 180, 81–90. 22. T.A. Saleh, V.K. Gupta, Functionalization of tungsten oxide into MWCNT andits application for sunlight-induced degradation of Rhodamine B, J. Colloid Interface Sci., 2011, 362, 337–344. 23. T.A. Saleh, S. Agarwal, V.K. Gupta, Synthesis of MWCNT/MnO2 and theirapplication for simultaneous oxidation of arsenite and sorption of arsenate, Appl. Catal. B, 2011, 106, 46–53. 24. V.K. Gupta, S. Agarwal, T.A. Saleh, Synthesis and characterization of aluminacoated carbon nanotubes and their application for lead removal, J. Hazard. Mater., 2011, 185, 17–23. 25. Grégorio Crini, Eric Lichtfouse, Advantages and disadvantages of techniques used for wastewater treatment, Environ Chem Lett., 2019, 17, 145–155. 26. Lê văn Cát, Hấp phụ và trao đổi ion trong kỹ thuật xử lý nước, NXB Thống kê 2002, Hà Nội. 27. L. Wang, Y. Hung, N. Shammas, Physicochemical treatment processes, 114 Humanapress Inc, 2005, vol. 3. 28. Sven Erik Jørgensen, Studies in Environmental Science, Chapter 6 Adsorption, 1979, 5, 61–80. 29. D. Beekaroo, A. Mudhoo, Adsorption of reactive red 158 dye by chemically treated cocos nucifern a Lshell powder, Springer, 2011. 30. Florence, D. Attwood, Physicochemical principles of pharmacy, 50th edn, Pharmaceutical press, 2011. 31. P. Hamagai, D. Bashyal, H. Poudyal, K. Ghimire, Studies on functionalization of apple waste for heavy metal treatment, Nepal Journal of Science and Technology, 2009, 10, 135-139. 32. Lee EJ, Schwab KJ. Deficiencies in drinking water distribution systems in developing countries, Journal of Water and Health, 2005; 3(2),109-127. 33. In G. Crini, E. Lichtfouse (eds.), Green Adsorbents for Pollutant Removal, (Environmental Chemistry for a Sustainable World, 18), Springer, 2018, 23-71. 34. Adrian Bonilla-Petriciolet, Elizabeth Reynel-Avila et al., Adsorption Processes for Water Treatment and Purification, Springer, 2017, 30-32. 35. M. A. Al-Ghouti, D. A. Da'ana, Guidelines for the use and interpretation of adsorption sotherm models: A review, J. Hazard. Mater, 2020, 393, 122383. 36. Chella Santhosh, Amit Bhatnagar et al., Role of nanomaterials in water treatment applications: A review, Chem. Eng. J., 2016, 306, 1116–1137. 37. Ravindra Kumar Gautam, Nanomaterials for Wastewater Remediation, Elsevier Inc, 2016. 38. K. Yang, B. Xing, Desorption of polycyclic aromatic hydrocarbons from carbon nanomaterials in water, Environ. Pollut., 2007, 145, 529–537. 39. M.B. Seymour, Y. Li et al., Characterization of carbon nanoonions for heavy metal ion remediation, J. Nanopart. Res., 2012, 14, 1–13. 40. S. Wang, C.W. Ng, W. Wang, Q. Li, L. Li, A Comparative study on the adsorption of acid and reactive dyes on multiwall carbon nanotubes in single and binary dye systems, J. Chem. Eng. Data, 2012, 57, 1563–1569. 41. S. M. Abdelbasir, A. E. Shalan, An overview of nanomaterials for industrial wastewater treatment. Korean J Chem Eng., 2019, 36(8), 1209–1225. 42. C. Kastner and A. F. Thunemann, Catalytic Reduction of 4-Nitrophenol Using Silver Nanoparticles withAdjustable Activity, Langmuir, 2016, 32, 7383–7391. 115 43. X.-Y. Dong, L.-W. Xu et al., Nanosilver as a new generation of silver catalysts in organic transformations for efficient synthesis of fine chemicals, Catal. Sci. Technol., 2015, 5, 2554–2574. 44. Ren, Dianjun; Smith, James A. Retention and Transport of Silver Nanoparticles in a Ceramic Porous Medium Used for Point-of-Use Water Treatment, Environ. Sci. Technol, 2013, 47(8), 3825–3832. 45. L. Li, P. Zhang et al., Synthesis, properties, and environmental applications of nanoscale ironbased materials: a review, Crit. Rev. Environ. Sci. Technol., 2006, 36, 405–431. 46. X.-Q. Li, D.W. Elliott, W.-X. Zhang, Zero-valent iron nanoparticles for abatement of environmental pollutants: materials and engineering aspects, Crit. Rev. Solid State Mater. Sci., 2006, 31, 111–122. 47. K. Hristovski, A. Baumgardner, P. Westerhoff, Selecting metal oxide nanomaterials for arsenic removal in fixed bed columns: from nanopowders to aggregated nanoparticle media, J. Hazard. Mater.,2007, 147, 265–274. 48. J.E. Van Benschoten, P.J. McGarvey et al., Metal removal by soil washing for an iron oxide coated sandy soil, Water Environ. Res., 1994, 66, 168–174. 49. J.A. Coston, C.C. Fuller, J.A. Davis, Pb2+ and Zn2+ adsorption by a natural aluminum- and iron-bearing surface coating on an aquifer sand, Geochim. Cosmochim. Acta, 1995, 59, 3535–3547. 50. Agrawal, K.K. Sahu, Kinetic and isotherm studies of cadmium adsorption on manganese nodule residue, J. Hazard. Mater., 2006, 137, 915–924. 51. Taman R, Ossman ME, Mansour MS, Farag HA, Metal Oxide Nano-particles as an Adsorbent for Removal of Heavy Metals., J Adv Chem Eng, 2015, 5, 125. 52. M.A. El-Sayed, Some interesting properties of metals confined in time and nanometer space of different shapes, Acc. Chem. Res., 2001, 34, 257–264. 53. E.A. Deliyanni, K.A. Matis et al., Modeling the sorption of metal ions from aqueous solution by iron-based adsorbents, J. Hazard. Mater., 2009, 172, 550– 558. 54. A.R. Mahdavian, M.A.-S. Mirrahimi, Efficient separation of heavy metal cations by anchoring polyacrylic acid on superparamagnetic magnetite nanoparticles through surface modification, Chem. Eng. J., 2010, 159, 264– 271. 116 55. T. Pradeep, Anshup, Noble metal nanoparticles for water purification: a critical review, Thin Solid Films, 2009, 517, 6441–6478. 56. Gehrke I, Geiser A, Somborn-Schulz A, Innovations in nanotechnology for water treatment. Nanotechnol Sci Appl, 2015, 8, 1–17. 57. Lee A, Elam JW, Darling SB, Membrane materials for water purification: design, development, and application. Environ Sci Water Res Technol, 2016, 2(1), 17–42. 58. Zhang Y et al, Nanomaterials-enabled water and wastewater treatment. NanoImpact, 2016, 3–4, 22–39. 59. Y.C. Ke, P. Stroeve, Polymer-Layered Silicate and Silica Nanocomposites, Chapter 1: Background on Polymer-Layered Silicate and Silica Nanocomposites, Elsevier, 2005. 60. T. E Twardowski, Introduction to nanocomposite materials: properties, processing, characterization, DEStech Publications, 2007, Pensylvania 17601 USA. 61. Opoku, F., Mamo, M. A. et al., Metal Oxide Polymer Nanocomposites in Water Treatments, Descriptive Inorganic Chemistry Researches of Metal Compounds, 2017, doi:10.5772/67835 62. Gaosheng Zhang, Jiuhui Qu et al., Preparation and evaluation of a novel Fe–Mn binary oxide adsorbent for effective arsenite removal, Water research, 2007, 41, 1921 - 1928. 63. Liying Jiang, Zhong Chen et al., Preparation of magnetically recoverable bentonite–Fe3O4–MnO2 composite particles for Cd(II) removal from aqueous solutions, Journal of Colloid and Interface Science, 2018, 513, 748–759. 64. Herney-Ramírez J, Madeira LM. Use of pillared clay-based catalysts for wastewater treatment through fenton-like processes. In: Gil A, Korili SA, Trujillano R, Vicente MA. Pillared clays and related catalysts, New York: Springer, 2010. 65. Xu A, Sun C et al., Rectorite as catalyst for wet air oxidation of phenol. Appl Clay Sci., 2009; 43.,435–8. 66. Tian T, et al., Graphene-based nanocomposite as an effective, multifunctional, and recyclable antibacterial agent, ACS Appl Mater Interfaces, 2014, 6(11), 8542–8548 67. Zhao S et al., Performance improvement of polysulfone ultrafiltration 117 membrane using well-dispersed polyaniline-poly(vinylpyrrolidone) nanocomposite as the additive. Ind Eng Chem Res, 2012, 51(12), 4661–4672. 68. Pan B, Liu X et al., Enhanced removal of fluoride by polystyrene anion exchanger supported hydrous zirconium oxide nanoparticles. Environ Sci Technol, 2013, 47(16), 9347–9354 69. S. Nurettin., Hydrogels of Versatile Size and Architecture for Effective Environmental Applications, Turk J Chem, 2008,32(1), 113-123. 70. Hasmukh A Patel, Raksh V Jasra et al., Nanoclays for polymer nanocomposites, paints, inks, greases and cosmetics formulations, drug delivery vehicle and waste water treatment, Bull. Mater. Sci., 2006, 29(2), 133–145. 71. Q. H. Zeng, D. R. Paul et al., Clay-Based Polymer Nanocomposites: Research and Commercial Development, J. Nanosci. Nanotechnol., 2005, 5, 1574–1592, 72. Suprakas Sinha Ray, Masami Okamoto, Polymer/layered silicate nanocomposites: a review from preparation to processing, Prog. Polym. Sci. 2003, 28, 1539–1641. 73. Mintova S, Jaber M, Valtchev V, Nanosized microporous crystals: emerging applications. Chem Soc Rev, 2015, 44(20),7207–7233 74. Farida Bensadoun, Edu Ruiz et al., A Comparative Study of Dispersion Techniques for Nanocomposite Made with Nanoclays and an Unsaturated Polyester Resin, J. of Nanomaterials, 2011, 2011, Article ID 406087, 12 pages. 75. Kunyan Wang, Xiaoqing Zhu et al., Preparation of Highly Exfoliated Epoxy/Clay Nanocomposites by the Method of Ultrasonication Dispersion- Microwave Cure, Adv Mat Res. Vol., 2012, 418-420, 670-673. 76. Ting Ting Zhu, Jun Rui Zhang et al., Exfoliation of montmorillonite and related properties of clay/polymer nanocomposites, Appl. Clay Sci., 2019, 169, 48-66. 77. Bajpai A., Sharma M., Gond L. (2019) Nanocomposites for Environmental Pollution Remediation. In: Inamuddin, Thomas S., Kumar Mishra R., Asiri A. (eds) Sustainable Polymer Composites and Nanocomposites, Springer, Cham., 2019, https://doi.org/10.1007/978-3-030-05399-4_47 78. Jiang, W., Z.W. Gu et al., The effect of [Fe3+]/[Fe2+] molar ratio and iron salts concentration on the properties of superparamagnetic iron oxide nanoparticles in the water/ethanol/toluene system. J. of Nanoparticle Research, 2011,13(10), 5135-5145. 118 79. Abdullah NH, Abdullah LC et al., Solid matrices for fabrication of magnetic iron oxide nanocomposites: Synthesis, properties, and application for the adsorption of heavy metal ions and dyes, Composites Part B, 2019, 162, 538- 568. 80. Ghosh, S., D.F. Brougham et al., NMR studies into colloidal stability and magnetic order in fatty acid stabilised aqueous magnetic fluids, Physical Chemistry Chemical Physics, 2010, 12(42), 14009-14016 81. Yallapu, M.M., V. Labhasetwar et al., PEG-functionalized magnetic nanoparticles for drug delivery and magnetic resonance imaging applications. Pharm Res, 2010, 27(11), 2283-95. 82. Meledandri C.J., N.T., Brougham D.F Size-controlled magnetoliposomes with tunable magnetic resonance relaxation enhancements. J. Mat. Chem, 2011, 21(1), 214-222. 83. Chen L, Huang Y, Yu S. et al., Characterization of Co(ii) removal from aqueous solution using bentonite/iron oxide magnetic composites. J Radioanal Nucl Chem., 2011, 290, 675–84. 84. Wu D, Wang Q, et al. Preparation, characterization and adsorptive study of rare earth ions using magnetic GMZ bentonite, Appl Clay Sci., 2012;62–63, 87–93. 85. Tireli, Aline Auxiliadora; Joaquim Paulo et al., Influence of magnetic field on the adsorption of organic compound by clays modified with iron. Applied Clay Science, 2014, 97-98, 1–7. 86. Chang J, Hu M, et al. Adsorption of methylene blue onto Fe3O4/activated montmorillonite nanocomposite. Appl Clay Sci. 2016;119, 132–40. 87. Danková Z, Fedorová E, Bekényiová A., Bentonite/iron oxide magnetic composites: characterization and application as Pb(ii) adsorbents, Arch Tech Sci. 2017;1, 65–75. 88. Belachew N, Bekele G., Synergy of magnetite intercalated bentonite for enhanced adsorption of congo red dye, Silicon, 2020; 12, 603–12. 89. Poedji Loekitowati Hariania, Salnib, Fahma Riyantia, Bentonite and Bentonite- Fe3O4 composites as adsorbent for treatment acid mine drainage synthetic, Journal of Chemical and Pharmaceutical Research, 2015, 7(9S),152-158 90. Fatemeh Ahmadi, Hossein Esmaeili, Chemically modified bentonite/Fe3O4 nanocomposite for Pb(II), Cd(II), and Ni(II) removal from synthetic wastewater, Desalination and Water Treatment, 2018, 110, 154–167. 119 91. Zou, C., Zhang, Y. et al., Adsorption behavior of magnetic bentonite for removing Hg(II) from aqueous solutions, RSC Advances, 2018, 8(48), 27587– 27595. 92. Shabani, E., Salimi, F., & Jahangiri, A. Removal of Arsenic and Copper from Water Solution Using Magnetic Iron/Bentonite Nanoparticles (Fe3O4/Bentonite), Silicon, 2018. doi:10.1007/s12633-018-9895-z 93. T. Mansouri Jalilian, N. Azimi, S. Ahmadi, Intensification of Co(II) adsorption from aqueous solution onto Fe3O4/bentonite nanocomposite by high frequency ultrasound waves, J. of Applied Research in Water and Wastewater, 2019, 6 (2), 144-149. 94. Khizar Hussain Shah, Faheem Shah et al., Native and Magnetic Oxide Nanoparticles (Fe3O4) Impregnated Bentonite Clays as Economic Adsorbents for Cr(III) Removal, Journal of Solution Chemistry, 2019, https://doi.org/10.1007/s10953-019-00912-z 95. Fayazi, Maryam; Ghanbarian, Maryam, One-Pot Hydrothermal Synthesis of Polyethylenimine Functionalized Magnetic Clay for Efficient Removal of Noxious Cr(VI) from Aqueous Solutions, Silicon, 2019, doi:10.1007/s12633- 019-00105-9. 96. Çiftçi H, Ersoy B, Evcin A. Pillared magnetite/clay structures as a function of CTAB and TEOS concentration, Emerg Mater Res. 2020; 9, 1–7. 97. Alekseeva, Olga V., Agafonov, Alexander V. et al., Bentonite/Magnetite Composite for Removal of Nitrofurazone, Clays and Clay Minerals, 2020, doi: 10.1007/s42860-019-00037-w 98. Asmaa E. Elsayed, Afaf R. Taman et al., Synthesis of Super Magnetite(Fe3O4)/ Bentonite Nanocomposite for Efficient Remediation for Industrial Wastewater Effluents, Egypt.J.Chem., 2020, 63(12), 5011- 5026. 99. Wang J, Chen Y, Liu G, Cao Y. Synthesis, characterization and photocatalytic activity of inexpensive and non-toxic Fe2O3–Fe3O4 nano-composites supported by montmorillonite and modified by graphene, Compos Part B Eng. 2017; 114, 211–22. 100. R.A. Crane, T.B. Scott, Nanoscale zero-valent iron: Future prospects for an emerging water treatment technology, J. Hazard. Mater, 2012, 211–212, 112– 125. 120 101. Chandra Devi Raman, S. Kanmani, Textile dye degradation using nano zero valent iron: A review, J. of Environmental Management, 2016, 177, 341-355. 102. R. Mukherjee, A. Krishna Saha et al., A review on synthesis, characterization, and applications of nano zero valent iron (nZVI) for environmental remediation, Crit Rev Environ Sci Technol., 2016, 46:5, 443-466. 103. Denis O’Carroll, Christopher Kocur et al, Nanoscale zero valent iron and bimetallic particles for contaminated site remediation, Advances in Water Resources, 2013, 51, 104-122. 104. Tibor Pasinszki and Melinda Krebsz, Review, Synthesis and Application of Zero-Valent Iron Nanoparticles in Water Treatment, Environmental Remediation, Catalysis, and Their Biological Effects, Nanomaterials, 2020, 10(5), 917. 105. N. A. Zarime, H. Jamil et al., Decolourization of Anionic Dye by Activated Carbon-Supported Nano-Zero Valent Iron (nZVI), Chemical engineering transactions, 2019, 73, 85-90. 106. Alok D. Bokare, Kishore M. Paknikar et al., Iron-nickel bimetallic nanoparticles for reductive degradation of azo dye Orange G in aqueous solution, Applied Catalysis B: Environmental, 2008, 79, 270–278. 107. Barreto-Rodrigues, Rodriguez, J.J. et al. Synthesis, characterization and application of nanoscale zero-valent iron in the degradation of the azo dye Disperse Red 1, J. Environ. Chem. Eng., 2017, 5, 628–634. 108. Kerkez, D.V. Konya, Z. et al., Three different clay-supported nanoscale zero- valent iron materials for industrial azo dye degradation: A comparative study, J. Taiwan Inst. Chem. Eng., 2014, 45, 2451–2461. 109. E.J. Kim, Y.S. Chang et al., Hierarchically structured manganese oxide-coated magnetic nanocomposites for the efficient removal of heavy metal ions from aqueous systems, ACS. Appl. Mater. Inter, 2013, 5, 9628-9634. 110. R.C. Wu, Y.S. Chen et al., Magnetic powder MnO–Fe2O3 composite - a novel material for the removal of azo-dye from water, Water Res, 2005, 39, 630-638. 111. J. Huang, H. Zhang, Redox reactions of iron and manganese oxides in complex systems, Environ. Sci. Eng., 2020, 14(5), 76. 112. G. Zhang, R. Wu. et al., Preparation and evaluation of a novel Fe–Mn binary oxide adsorbent for effective arsenite removal, Water Research, 2007, 41(9), 1921–1928. 121 113. Zhang, Gao-Sheng; Li, Guo-Ting et al., Removal Mechanism of As(III) by a Novel Fe−Mn Binary Oxide Adsorbent: Oxidation and Sorption. Environ. Sci. Technol., 2007, 41(13), 4613–4619. 114. Meina Liang, Huijun He et al., Preparation and Characterization of Fe-Mn Binary Oxide/Mulberry Stem Biochar Composite Adsorbent and Adsorption of Cr(VI) from Aqueous Solution, Int J Environ Res Public Health, 2020, 17(3), 676. 115. K. Lu, L. Mao et al., Adsorption behavior and mechanism of Fe-Mn binary oxide nanoparticles: Adsorption of methylene blue, J. Colloid Interface Sci., 2018, 539, 553-562. 116. Qimeng Ning, Yunguo Liu et al, Fabrication of Stabilized Fe–Mn Binary Oxide Nanoparticles: Effective Adsorption of 17β-Estradiol and Influencing Factors, Int J Environ Res Public Health, 2019, 15(10), 2218. 117. Lakshika Weerasundara, Jochen Bundschuh et al., Hydrogels: Novel materials for contaminant removal in water-A review, Crit Rev Environ Sci Technol, 2020, DOI: 10.1080/10643389.2020.1776055 118. B.Cheng, Q.Hu et al., Advances in chitosan-based superabsorbent hydrogels, RSC Advances, 2017, 7, 42036−42046. 119. Okada K., Usuki A., Twenty years of polymer–clay nanocomposites, Macromol Mater Eng, 2006, 291, 449–476. 120. P. M.Pakdel, S.J.Peighambardoust, Review on recent progress in chitosan- based hydrogels for wastewater treatment application, Carbohydr. Polym., 2018, 201, 264−279. 121. J.Zhang, Q.Wang, A.Wang, Synthesis and characterization of chitosan-g- poly(acrylic acid)/attapulgite superabsorbent composites, Carbohydr. Polym., 2007, 68, 367–374. 122. Haraguchi K, Takehisa T., Nanocomposite hydrogels: a unique organic– inorganic network structure with extraordinary mechanical, optical, andswelling/de-swelling properties, Adv Mater, 2002,14(16), 1120. 123. G.R. Mahdavinia, M.J. Zohuriaan et al. Modified chitosan 4. Superabsorbent hydrogels from poly(acrylic acid-co-acrylamide) grafted chitosan with salt- and pH-responsiveness properties, Eur. Polym. J., 2004, 40, 1399–1407. 122 124. Y. Zheng, A. Wang et al., Study on superabsorbent composite XVI. Synthesis, characterization and swelling behaviors of poly(sodium acrylate)/vermiculite superabsorbent composites, Eur. Polym. J., 2007, 43, 1691–1698. 125. X. Wang, A. Wang et al., Fast removal of copper ions from aqueous solution by chitosan-g-poly(acrylic acid)/attapulgite composites. Journal of Hazardous Materials, 2009, 168, 970–977. 126. X. Wang, A. Wang, Adsorption Characteristics of Chitosan-g-Poly(acrylic acid)/ Attapulgite Hydrogel Composite for Hg(II) Ions from Aqueous Solution Separation Science and Technology, 2010, 45, 2086–2094. 127. P. Kumararaja, K. M. Manjaiah et al., Chitosan-g-poly(acrylic acid)-bentonite composite:a potential immobilizing agent of heavy metals in soil. Cellulose, 2018, 25, 3985–3999. 128. Y. Zheng, A. Wang, Potential of Phosphate Ion Removal Using an Al3+-Cross- linked Chitosan-g-Poly(acrylic acid)/Vermiculite Ionic Hybrid, Adsorption Science and Technology, 2018, 28(1), 89-99. 129. L. Wang, A. Wang et al., Fast removal of methylene blue from aqueous solution by adsorption onto chitosan-g-poly (acrylic acid)/attapulgite composite. Desalination, 2011, 266, 33–39 130. Y. Zheng, A. Wang et al., Fast removal of ammonium nitrogen from aqueous solution using chitosan-g-poly(acrylic acid)/attapulgite composite, Chemical Engineering Journal, 2009, 155, 215–222. 131. X.Wang, M. Liu. Highly efficient adsorption of ammonium onto palygorskite nanocomposite and evaluation of its recovery as a multifunctional slow-release fertilizer, Chem.Eng.J., 2014, 252, 404−414. 132. Y. Zheng, Y. Xie, A. Wang, Rapid and wide pH-independent ammonium- nitrogen removal using a composite hydrogel with three-dimensional networks, Chemical Engineering Journal, 2012, 179, 90– 98. 133. L. Ye. Synthetic strategies in molecular imprinting. Adv. Biochem. Eng. Biotechnol., 2015, 150, 1-24, 134. G. Vasapollo et al., Molecularly imprinted polymers: Present and future prospective. Int. J. Mol. Sci., 2011, 12, 5908–5945. 135. Ö. Erdem, A. Denizli et al., Molecularly Imprinted Polymers for Removal of Metal Ions: An Alternative Treatment Method, Biomimetics, 2018, 3, 38. 123 136. J. Fu, L. Chen et al., Synthesis of multi-ion imprinted polymers based on dithizone chelation for simultaneous removal of Hg2+, Cd2+, Ni2+ and Cu2+ from aqueous solutions, RSC Adv., 2016, 6, 44087–44095. 137. Mishra, S.; Verma, N., Surface ion imprinting-mediated carbon nanofiber- grafted highly porous polymeric beads: Synthesis and application towards selective removal of aqueous Pb(II). Chem. Eng. J., 2017, 313, 1142–1151. 138. Khajeh, M.; Sanchooli, E., Synthesis of ion-selective imprinted polymer for manganese removal from environmental water. Polym. Bull., 2011, 67, 413– 425. 139. Cody L. Ritt, Achintya N. Bezbaruah et al., Assessment of molecularly imprinted polymers as phosphate sorbents, Chemosphere, 2019, 226, 395-404. 140. M. V. Foguel, M. P. T. Sotomayor et al., Synthesis and evaluation of a molecularly imprinted polymer for selective adsorption and quantification of Acid Green 16 textile dye in water samples, Talanta, 2017, 170, 244-251. 141. M.A. Zulfikar, D. Wahyuningrum et al. Adsorption of cationic dye from aqueous solution using molecularly imprinted polymers (MIPs), Desalination and Water Treatment, 2018, 103, 102–112. 142. Zhang, G., Jefferson, W. et al., Arsenate uptake and arsenite simultaneous sorption and oxidation by Fe–Mn binary oxides: Influence of Mn/Fe ratio, pH, Ca2+, and humic acid, J. Colloid Inter Sci., 2012, 366(1), 141–146. 143. Chen, Z., Naidu, R. et al., “Removal of methyl orange from aqueous solution using bentonite-supported nanoscale zero-valent iron”, J. Colloid Inter Sci., 2011, 363(2), 601–607. 144. C. Uzum, K.R. Hallam et al., Application of zero-valent iron nanoparticles for the removal of aqueous Co2+ ions under various experimental conditions, Chem Eng J, 2008, 144, 213–220. 145. Jelena J. Gulicovski, Slobodan K. Milonjic et al., Point of Zero Charge and Isoelectric Point of Alumina, Materials and Manufacturing Processes, 2008, 23, 615–619. 146. Derang Cao, Qingfang Liu et al., High saturation magnetization of γ-Fe2O3 nano-particles by a facile one-step synthesis approach, Scientific Reports, 2016, 6(1), 32360. 147. Hongtao Cui, Wanzhong Ren et al., Structure switch between α-Fe2O3, γ-Fe2O3 and Fe3O4 during the large scale and low temperature sol–gel synthesis of nearly 124 monodispersed iron oxide nanoparticles, Adv Powder Technol., 2013, 24, 93– 97. 148. A.M. Motawie, D.E. Abulyazied, Physico-chemical characteristics of nano- organo bentonite prepared using different organo-modifiers, Egyptian Journal of Petroleum, 2014, 23, 331–338. 149. Khouloud Jlassi, Mohamed M. Chehimi, Exfoliated clay/polyaniline nanocomposites through tandem diazonium cation exchange reactions and in- situ oxidative polymerization of aniline, RSC Adv., 2014, 4, 65213. 150. Ming Ma et al., Preparation and characterization of magnetite nanoparticles coated by amino silane, Colloids and Surfaces A: Physicochem. Eng. Aspects, 2003, 212, 219-226. 151. N. Belachew & G. Bekele, Synergy of Magnetite Intercalated Bentonite for Enhanced Adsorption of Congo Red Dye, Silicon, 2020, 12, 603–612. 152. Ravindra Reddy T, Kaneko S et al., Spectroscopic Characterization of Bentonite, J Laser Opt Photonics, 2017, 4:3, DOI: 10.4172/2469- 410X.1000171 153. A.T. Kan, and L. Cong et al., Effect of magnetite particle size on adsorption and desorption of arsenite and arsenate, J. Mater. Res., 2005, 20(12), 3255-3264. 154. Z. Orolinova, A. Mockovciakova, Structural study of bentonite/iron oxide composites, Materials Chemistry and Physics, 2009, 114, 956–961. 155. Ahmadi, H. Esmaeili, Chemically modified bentonite/Fe3O4 nanocomposite for Pb(II), Cd(II), and Ni(II) removal from synthetic wastewater, Desalin. Water Treat., 2018, 110, 154-167. 156. H M Lu, W T Zheng and Q Jiang, Saturation magnetization of ferromagnetic and ferrimagnetic nanocrystals at room temperature, J. Phys. D: Appl. Phys., 2007, 40, 320–325 157. Caizer C., Nanoparticle Size Effect on Some Magnetic Properties, In: Aliofkhazraei M. (eds) Handbook of Nanoparticles. Springer, Cham, 2016. 158. Linlin Hao, Mengzhu Liu, Nannan Wang and Guiju Li, A critical review on arsenic removal from water using iron-based adsorbents, RSC Adv., 2018, 8, 39545. 159. S. R. Chowdhury & E. K. Yanful, Arsenic removal from aqueous solutions by adsorption on magnetite nanoparticles, Water Environ J, 2011, 25, 429–437. 125 160. Jin Zhang, Zhaocong Hui, Adsorption Properties of Magnetic Magnetite Nanoparticle for Coexistent Cr(VI) and Cu(II) in Mixed Solution, Water, 2020, 12, 446. 161. Luz Stella Gaona Galindo, Ambrósio Florêncio de Almeida Neto et al., Removal of Cadmium(II) and Lead(II) Ions from Aqueous Phase on Sodic Bentonite, Materials Research., 2013; 16(2), 515-527. 162. Mohsen Hosseinzadeh1, Seyyed Ali Seyyed Ebrahimi, Removal of Cadmium and Lead Ions from Aqueous Solution by Nanocrystalline Magnetite Through Mechanochemical Activation, J Ultrafine Grained Nanostruct Mater, 2016, 49(2), 72-79. 163. Z. Danková, E. Fedorová, A. Be ényiová Bentonite/iron oxide magnetic composite characterization and application as Pb(II) adsorbents, Archives for Technical Sciences, 2017, 16(1), 65-75. 164. Zahra Monsef Khoshhesab, Maryam Dargahi et al., Synthesis of Magnetic Graphene Oxide Nanocomposite for Adsorption Removal of Reactive Red 195: Modelling and Optimizing via Central Composite Design, Int. J. Nanosci. Nanotechnol., 2020, 16 (1), 35-48. 165. Shaomin Gao, Donghui Chen et al., Magnetic composite Fe3O4/CeO2 for adsorption of azo dye, J. of Rare Earths, 2018, 369(9), 986-993. 166. Maryam Shanehsaz, Yousefali Ghorbani et al., Removal of Reactive Red195 Synthetic Textile Dye using Polypyrrole-coated Magnetic Nanoparticles as an Efficient Adsorbent, J. of Applied Chemical Research, 2016, 10(2), 85-96. 167. M. A. Bezerra, L. A. Escaleira et al., Response surface methodology (RSM) as a tool for optimization in analytical chemistry, Talanta, 2008, 76(5), 965-977. 168. Khuri and S. Mukhopadhyay, Response surface methodology, Wiley Interdiscip. Rev. Comput. Stat., 2010, 2(2), 128-149. 169. Gharbani P, Modeling and optimization of reactive yellow 145 dye removal process onto synthesized MnOX-CeO2 using response surface methodology”, Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects, 2018, 548, 191–197. 170. F. S. Freyria, B. Bonelli et al., Role of pH in the Aqueous Phase Reactivity of Zerovalent Iron Nanoparticles with Acid Orange 7, a Model Molecule of Azo Dyes, J. of Nanomaterials, Vol. 2017, Article ID 2749575. https://doi.org/10.1155/2017/2749575 126 171. P. V. Thitame, S. R. Shukla, Adsorptive removal of reactive dyes from aqueous solution using activated carbon synthesized from waste biomass materials, Int. J. Environ. Sci. Technol., 2016, 13, 561–570. 172. J. Li, Q. Ma et al., Adsorption of reactive dyes onto chitosan/montmorillonite intercalated composite: Multi-response optimization, kinetic, isotherm and thermodynamic study, Water Sci. & Technol., 2018, 77(11), wst2018221. 173. J. Zhang, L. Wang, A. Wang. Preparation and properties of chitosan-g- poly(acrylic acid)/montmorillonite superabsorbent nanocomposite via in situ intercalative polymerization, Ind. Eng. Chem. Res., 2007, 46, 2497-2502. 174. E. W. Maina, H. J. Wanyika, A. N. Gacanja. Instrumental characterization of montmorillonite clay by FT-IR and XRD from J.K.U.A.T Farm, in the Republic of Kenya, Chem. Mater. Res., 2015, 7(10), 43-49. 175. P. Kumararaja, K. M. Manjaiah et al., Chitosan-g-poly(acrylic acid)-bentonite composite: a potential immobilizing agent of heavy metals in soil, Cellulose, 2018, 25, 3985–3999. 176. Zheng, Y., Huang, D.J., Wang, A.Q., Chitosan-g-poly(acrylic acid) hydrogel with crosslinked polymeric networks for Ni2+recovery, Anal. Chim. Acta, 2011, 687(2), 193–200.

Các file đính kèm theo tài liệu này:

  • pdfluan_an_nghien_cuu_che_tao_mot_so_vat_lieu_nano_vo_co_hieu_n.pdf
  • doc3. Đóng góp mới của LA - tiếng Anh - PV Lâm.doc
  • doc3. Đóng góp mới của LA - tiếng Việt - PV Lâm.doc
  • pdfĐóng góp mới của LA - tiếng Anh - PV Lâm.pdf
  • pdfĐóng góp mới của LA - tiếng Việt - PV Lâm.pdf
  • pdfTÓM TẮT LA tiếng Anh - Phạm Văn Lâm.pdf
  • pdfTÓM TẮT LA tiếng Việt - Phạm Văn Lâm.pdf
  • docxTRÍCH YẾU LUẬN ÁN - PV Lâm.docx
  • pdfTrích yếu luận án-PV Lâm.pdf
Luận văn liên quan