Các kết quả trình bày trong bảng 3.10 cho thấy tất cả các vật liệu đều có hằng
số KL rất nhỏ. Sự khác biệt về trị giá của KL ở các nhiệt độ khác nhau không nhiều.
Các kết quả tính toán cho thấy vật liệu 1TP có giá trị qmax rất nhỏ chỉ ở trong khoảng
1,68 – 3,03 mg/g, qmax của vật liệu 2TP10 lớn một chút so với vật liệu 1TP và nằm
trong khoảng 2,11 – 5,06 mg/g. Vật liệu 3TP10 có giá trị qmax lớn nhất và thay đổi
đáng kể khi nhiệt độ dung dịch thay đổi, cụ thể từ 45,25 mg/g ở 250C tới 49,26 mg/g
ở 400C. Khi so sánh dung lượng hấp phụ đạt được bằng thực nghiệm với các kết quả
xác định dung lượng hấp phụ của các vật liệu theo mô hình đẳng nhiệt Langmuir thấy
sự khác biệt không lớn. Trong khi dung lượng hấp phụ tối đa thực tế đạt được ở 250C
của các vật liệu 1TP, 2TP10 và 3TP10 lần lượt là 1,04; 1,46 và 41,66 mg/g, thì kết
quả tính toán theo mô hình Langmuir là 1,68; 2,11 và 45,25 mg/g
183 trang |
Chia sẻ: tueminh09 | Ngày: 24/01/2022 | Lượt xem: 566 | Lượt tải: 0
Bạn đang xem trước 20 trang tài liệu Luận án Nghiên cứu đặc điểm hấp phụ một số hợp chất hữu cơ hòa tan trong nước trên nền vật liệu sắt hydroxit có mặt phụ gia sio2 và sắt kim loại, để xem tài liệu hoàn chỉnh bạn click vào nút DOWNLOAD ở trên
0.00316 0.0032 0.00324 0.00328 0.00332 0.00336 0.0034
L
n
K
c
b
2TP10
y = -2958.3x + 13.106
R² = 0.9946
3.0
3.5
4.0
0.00316 0.0032 0.00324 0.00328 0.00332 0.00336 0.0034
L
n
K
c
b
1/T
3TP10
130
Bảng 3.14: Các hằng số nhiệt động của quá trình hấp phụ TNT
Vật liệu
Nhiệt độ G S H
(K) (kJ/mol) (J/mol) (kJ/mol)
1TP
298 -0,017
315,76 94,08
303 -1,595
308 -3,174
313 -4,753
2TP10
298 -0,014
166,97 49,74
303 -0,848
308 -1,683
313 -2,518
3TP10
298 -7,834
98,79 21,61
303 -8,328
308 -8,822
313 -9,316
Giá trị S của cả 3 loại vật liệu đều dương (S > 0) chứng tỏ mức độ trật tự
của hệ không tăng lên, điều này có thể do quá trình hấp phụ TNT có sự thay thế các
nhóm OH- trên bề mặt của vật liệu do đó mà mức độ mất trật tự của hệ tăng lên. Ngoài
ra với vật liệu 3TP10 có thể xảy ra phản ứng khử nitro trong phân tử TNT bằng sắt
kim loại trong vật liệu mà giải phóng ra ion Fe2+ sau đó ion Fe2+ này bị chuyển thành
ion Fe3+. Do đó mà mức độ trật tự của hệ không giảm.
Giá trị H của cả 3 vật liệu đều dương (H > 0) chứng tỏ quá trình thu nhiệt
và dung lượng hấp phụ sẽ tăng lên khi tăng nhiệt độ. Điều này hoàn toàn phù hợp với
các kết quả thí nghiệm thu được. Tuy nhiên giá trị H của các vật liệu có khác nhau.
H của vật liệu 1TP là lớn nhất chứng tỏ dung lượng hấp phụ của hệ này bị ảnh hưởng
131
nhiều hơn khi nhiệt độ tăng, H của vật liệu 3TP10 thấp nhất và hơn so với vật liệu
2TP10 nên dung lượng của các hệ này không bị ảnh nhiều khi nhiệt độ tăng.
Kết quả tính toán xác định các hằng số nhiệt động học của các loại vật liệu sử
dụng cho nghiên cứu này được so sánh với kết quả của các tác giả khác đã công bố
và tổng hợp trong Bảng 3.15.
Bảng 3.15: Hằng số nhiệt động học của quá trình hấp phụ TNT bằng các loại vật
liệu khác nhau
Vật liệu
Nhiệt độ
(K)
G
(kJ/mol)
S
(J/mol)
H
(kJ/mol)
Tài liệu
tham khảo
1TP 298 -0,017 315,76 94,081
Nghiên cứu
của NCS
2TP10 298 -0,014 166,97 49,744
3TP10 298 -7,834 98,795 21,607
Lignin biến tính 308 -6,482 99,16 23,06 [120]
Than hoạt tính
bột
313,15 -3,841 88,79 23,96 [76]
Than tre 303 -10,73 85,98 15,46 [49]
Qua các kết quả trình bày trong bảng 3.15 thấy rất rõ ràng các vật liệu 1TP và
2TP10 và 3TP10 đều có G < 0 tương tự như các loại vật liệu khác. Giá trị G của
vật liệu 3TP10 cũng nằm trong khoảng trung bình và tương đương với giá trị G của
lignin biến tính, G của 1TP và 2TP10 là rất nhỏ so với các vật liệu khác. Tất cả các
vật liệu đều có giá trị H > 0 tuy nhiên giá trị H của các vật liệu có khác nhau. Vật
liệu 1TP và 2TP10 có giá trị H lớn và lớn hơn rất nhiều so với các vật liệu khác,
trong khi đó H của vật liệu 3TP10 gần bằng giá trị H của than hoạt tính bột. Tương
tự như vậy, tất cả các vật liệu đều có S > 0 tuy nhiên trị số về giá trị có khác nhau.
S của vật liệu 1TP và 2TP10 rất lớn và lớn hơn rất nhiều lần so với các vật liệu khác
còn S của vật liệu 3TP10 cũng tương tự như S của các loại vật liệu khác. Qua đây
cũng thấy rất rõ rằng quá trình hấp phụ TNT của vật liệu 1TP và 2TP10 rất khó khăn
132
so với các vật liệu khác và điều này cũng đã được kiểm chứng thông qua quá trình
thực nghiệm trong nghiên cứu này.
3.3.4 Động học quá trình hấp phụ TNT
Để xác định động học quá trình hấp phụ TNT bằng các vật liệu trong nghiên
cứu này đã áp dụng các mô hình động học phản ứng giả bậc 1 hay còn gọi là mô hình
Lagergren và mô hình động học phản ứng bậc 2 [61]. Đồ thị tuyến tính theo 2 mô
hình động học phản ứng xây dựng dựa trên các kết quả thực nghiệm .
Hình 3.44: Mô hình động học phản ứng giả bậc 1
y = -0.0036x - 0.3967
R² = 0.9876
y = -0.0037x - 0.0984
R² = 0.9617
y = -0.004x + 0.0241
R² = 0.9635
y = -0.0038x - 0.0051
R² = 0.9642
y = -0.0035x - 0.0043
R² = 0.9738
-1.5
-1
-0.5
0
0 50 100 150 200 250 300
lo
g
(
q
e-
q
t)
1TP
20 mg/l
40 mg/l
60 mg/l
80 mg/l
100 mg/l
y = -0.0037x - 0.2334
R² = 0.9708
y = -0.0034x + 0.0257
R² = 0.9721
y = -0.0036x + 0.0873
R² = 0.9876
y = -0.0037x + 0.1929
R² = 0.9617
y = -0.004x + 0.2298
R² = 0.9635
-1.5
-1
-0.5
0
0 50 100 150 200 250 300
lo
g
(q
e
-q
t)
2TP10
20 mg/l
40 mg/l
60 mg/l
80 mg/l
100 mg/l
y = -0.0045x + 0.7722
R² = 0.9804
y = -0.0052x + 1.1294
R² = 0.9798
y = -0.0077x + 1.5424
R² = 0.9915
y = -0.01x + 1.8944
R² = 0.9595
y = -0.0051x + 1.6696
R² = 0.9902
-1
-0.5
0
0.5
1
1.5
0 50 100 150 200 250 300
lo
g
(
q
e-
q
t)
Thời gian (phút)
3TP10
20 mg/l
40 mg/l
60 mg/l
80 mg/l
100 mg/l
133
Dựa trên phương trình đồ thị tuyến tính theo mô hình động học phản ứng bậc 1
tính toán các hằng số k1 và qe, các kết quả được tổng kết và trình bày trong bảng 3.16
Bảng 3.16: Các hằng số hấp phụ TNT theo mô hình động học phản ứng bậc 1
Vật liệu
Nồng độ đầu (mg/l)
20 40 60 80 100
1TP
k1 (1/ph) 9,2.10-3 9,2.10-3 9,2.10-3 9,2.10-3 9,2.10-3
qe (mg/g) 0,40 0,80 0,99 0,99 1,06
R2 0,987 0,962 0,964 0,974 0,964
2TP10
k1 (1/ph) 9,2.10-3 7,8.10-3 9,2.10-3 9,2.10-3 9,2.10-3
qe (mg/g) 0,58 1,06 1,22 1,56 1,69
R2 0,971 0,972 0,988 0,962 0,964
3TP10
k1 (1/ph) 1,1.10-2 1,1.10-2 1,6.10-2 1,1.10-2 2,3.10-2
qe (mg/g) 5,91 13,47 34,86 46,73 78,34
R2 0,980 0,979 0,991 0,990 0,959
Với vật liệu 1TP và hằng số tốc độ k1 không khác nhau nhiều khi nồng độ TNT
thay đổi. Khi nồng độ TNT tăng từ 20 mg/l lên 40 mg/l thì hằng số k1 tăng lên và đạt
giá trị cao nhất và khi tiếp tục tăng nồng độ thì k1 lại bị giảm xuống. Với vật liệu
2TP10 thì hoàn toàn khác, khi tăng nồng độ trong khoảng từ 20 mg/l lên 40 mg/l thì
k1 giảm xuống và khi tiếp tục tăng nồng độ thì hằng số k1 tăng dần. Vật liệu 3TP10
thì sự thay đổi của hằng số k1 lại khác, khi nồng độ tăng dần lên thì hằng số k1 cũng
tăng lên tới khi nồng độ đạt mức 80 mg/l thì hằng số k1 đạt giá trị lớn nhất sau đó qua
mức này thì k1 bắt đầu bị giảm xuống.
Hiện tượng tăng giảm hằng số tốc độ k1 có thể là do khi nồng độ đủ loãng thì
không xảy ra sự cạnh tranh của các phần tử ở lớp dung dịch tiếp giáp với bề mặt của
vật liệu, khi nồng độ lớn hơn thì bắt đầu xảy ra sự cạnh tranh nên tốc độ hấp phụ bị
chậm lại tuy nhiên khi nồng độ đủ lớn để có thể phá vỡ thế cạnh tranh thì tốc độ hấp
134
phụ tăng lên nhưng khi nồng độ tăng lên quá lớn sẽ lại xảy ra sự cạnh tranh này do
đó tốc độ hấp phụ lại bị giảm xuống.
Các kết quả xác định qe cũng cho xu hướng không như các kết quả thực nghiệm
thu được đó là khi nồng độ ban đầu của TNT tăng lên thì dung lượng hấp phụ của vật
liệu cũng sẽ tăng lên, mặt khác giá trị qe tính toán được ở đây quá thấp so với giá trị
thực tế đạt được.
Hệ số hồi qui của các phương trình tuyến tính theo mô hình động học bậc 1
thu được ở đây cũng rất thấp, chỉ có một vài phương trình có hệ số hồi qui R2> 0.99
đồng thời hệ số hồi qui cũng rất khác nhau và biến động trong một khoảng rộng.
Tóm lại mô hình động học phản ứng giả bậc 1 chưa phù hợp để đánh giá quá
trình hấp phụ bằng các loại vật liệu đã tổng hợp trong nghiên cứu này.
Sử dụng các kết quả thực nghiệm tiếp tục xây dựng đồ thị theo mô hình động
học phản ứng giả bậc 2 và xác định các hằng số k2 và qe. Các kết quả được trình bày
trong hình 3.45 và bảng 3.17.
Qua các kết quả xác định các hằng số k2 và qe theo mô hình động học phản
ứng bậc 2 thấy rằng khi nồng độ TNT ban đầu tăng dần lên thì hằng số tốc độ k2 của
vật liệu 3TP10 giảm dần xuống và trong khi đó của vật liệu 1TP và 2TP10 lại giảm
dần sau đó đột ngột tăng trở lại khi nồng độ TNT tăng lên tới 100 mg/l.
Dung lượng hấp phụ theo tính toán theo mô hình động học phản ứng bậc 2
khác và lớn hơn rất nhiều lần so với giá trị thực nghiệm nhận được. Với vật liệu
3TP10 thì dung lượng hấp phụ tăng khi nồng độ ban đầu tăng nhưng với 2 vật liệu
kia sự tăng giảm không có qui luật. Điều này là do vật liệu 1TP và 2TP10 không có
ái lực hấp phụ TNT mạnh do đó sự hấp phụ không tuân theo qui luật rõ rệt.
Tất cả các phương trình tuyến tính theo mô hình động học phản ứng giả bậc 2
của vật liệu 3TP10 đều cho hệ số hồi qui rất lớn, nhiều phương trình có giá trị R2 >
0,99. Tuy nhiên đối với vật liệu 1TP và 2TP10 thì hệ số hồi qui lại rất thấp và rời rạc.
Như vậy thấy rất rõ rằng mô hình động học giả bậc 2 là phù hợp hơn để mô tả quá
trình hấp phụ TNT bằng vật liệu 3TP10 nhưng mô hình này không thích hợp để mô
tả quá trình hấp phụ TNT bằng vật liệu 2TP10 và 1TP.
135
Hình 3.45: Mô hình động học phản ứng giả bậc 2
y = 0.6405x + 849.94
R² = 0.8116
y = 0.3662x + 475.75
R² = 0.733
y = 0.3147x + 381.53
R² = 0.686
y = 0.405x + 314.6
R² = 0.9777
y = 0.4007x + 284.37
R² = 0.9842
0
400
800
1200
1600
0 100 200 300 400 500 600
t/
q
1TP20 mg/l 40 mg/l 60 mg/l
80 mg/l 100 mg/l
y = 0.659x + 451.73
R² = 0.9827
y = 0.198x + 319.54
R² = 0.9834
y = 0.1693x + 287.73
R² = 0.813
y = 0.1904x + 241.46
R² = 0.7486
y = 0.1991x + 235.83
R² = 0.7023
0
200
400
600
800
1000
0 100 200 300 400 500 600
t/
q
2TP1020 mg/l 40 mg/l 60 mg/l
80 mg/l 100 mg/l
y = 0.1069x + 4.8691
R² = 0.9986
y = 0.0516x + 2.2732
R² = 0.9988
y = 0.0354x + 1.7343
R² = 0.9979
y = 0.0271x + 1.3912
R² = 0.9964
y = 0.0193x + 1.9085
R² = 0.9951
0
20
40
60
80
0 100 200 300 400 500 600
t/
q
Thời gian (phút)
3TP1020 mg/l 40 mg/l 60 mg/l
80 mg/l 100 mg/l
136
Bảng 3.17: Các hằng số hấp phụ TNT theo mô hình động học phản ứng bậc 2
Vật liệu
Nồng độ đầu (mg/l)
20 40 60 80 100
1TP
k2(g/mg.ph) 4,75.10-4 5,21.10-4 5,65.10-4 2,82.10-4 2,60.10-4
qe (mg/g) 1,56 2,46 2,50 2,73 3,18
R2 0,779 0,977 0,984 0,733 0,686
2TP10
k2(g/mg.ph) 9,39.10-4 1,68.10-4 1,23.10-4 1,50.10-4 0,99.10-4
qe (mg/g) 1,52 5,02 5,05 5,25 5,91
R2 0,983 0,702 0,983 0,748 0,813
3TP10
k2(g/mg.ph) 2,35.10-3 1,17.10-3 7,23.10-4 5,28.10-4 1,95.10-4
qe (mg/g) 9,35 19,38 28,24 36,90 51,81
R2 0,999 0,999 0,998 0,996 0,995
Kết quả so sánh và đánh giá các hằng số hấp phụ của các loại vật liệu hấp phụ
đã sử dụng trong nghiên cứu này với các vật liệu hấp phụ khác đã công bố trước đó
của các tác giả khác được trình bày trong bảng 3.18.
Bảng 3.18: Hằng số hấp phụ theo mô hình động học bậc 2 của một số vật liệu
Loại vật liệu
k2
(g/mg.ph)
R2
Tài liệu tham
khảo
1TP 2,6.10-4 0,686
Nghiên cứu của
NCS
2TP10 9,97.10-5 0,813
3TP10 1,95.10-4 0,995
Than hoạt tính Trung quốc (bột) 3,6.10-3 0,991
[22]
Than Trà Bắc 2,5.10-3 0,991
Lignin biến tính 10.10-3 0,998 [120]
Than cốc hoạt tính 9,0.10-4 0,990 [121]
137
Dựa trên các kết quả trình bày trong bảng 3.18 thấy rằng hằng số tốc độ k2 của
các loại vật liệu sử dụng trong nghiên cứu này nhỏ hơn nhiều so với các vật liệu khác.
Đặc biệt, hằng số tốc độ k2 của lignin biến tính là lớn nhất và lớn hơn cả k2 của than
hoạt tính. Hệ số hồi qui của các đồ thị theo mô hình động học phản ứng giả bậc 2 của
tất cả các nghiên cứu đã công bố đều rất lớn và tương đối giống nhau. Tuy nhiên hệ
số hồi qui của đồ thị theo mô hình động học phản ứng giả bậc 2 của vật liệu 2TP10
và 1TP rất thấp và khác xa so với các nghiên cứu đã công bố.
3.4 Ứng dụng kết quả nghiên cứu đề xuất xây dựng qui trình xử lý 2,4-D (TNT)
bằng vật liệu hấp phụ trên cơ sở sắt hydroxit có chứa các phụ gia là SiO2 và
sắt kim loại.
Từ các kết quả nghiên cứu thu được cho thấy quá trình xử lý loại bỏ 2,4-D
hoặc TNT bằng phương pháp hấp phụ chịu ảnh hưởng của rất nhiều yếu tố như: pH
môi trường, nhiệt độ dung dịch, thời gian tiếp xúc cũng như nồng độ ban đầu của chất
ô nhiễm .v.v. Để áp dụng phương pháp hấp phụ sử dụng vật liệu trên cơ sở Fe(OH)3
có chứa các phụ gia SiO2 và sắt kim loại xử lý loại bỏ 2,4-D hoặc TNT hòa tan trong
nước, ngoài các yếu tố cơ bản như đã trình bày trong nghiên cứu này còn cần xác
định thêm một số các thông số khác của quá trình như lưu lượng hay thể tích nước
cần xử lý, nồng độ đầu vào .v.v. Trong phần này sẽ trình bày mô hình xử lý (đề xuất)
nguồn nước bị nhiễm 2,4-D hoặc TNT dựa trên các kết quả thu được trong nghiên
cứu này.
Cơ sở tính toán để thiết lập mô hình xử lý theo mẻ dựa trên các thông số bao
gồm: nồng độ chất ô nhiễm ban đầu là Ci (mg/l) với thể tích cần xử lý là V (lít) và
nồng độ sau xử lý là Ct (mg/l). Sơ đồ cân bằng khối của quá trình được trình bày trong
hình 3.45.
Phương trình xác định cân bằng:
𝑚𝑞𝑒 = 𝑉(𝐶𝑖 − 𝐶𝑡) (3.6)
Trong đó:
m : Khối lượng vật liệu cần sử dụng (g).
qe : Dung lượng hấp phụ của vật liệu ở thời điểm cân bằng (mg/g).
138
V : Thể tích nước cần xử lý (lít).
Ci : Nồng độ chất ô nhiễm ban đầu (mg/l).
Ct : Nồng độ chất ô nhiễm ở thời điểm cân bằng (mg/l).
Hình 3.46: Sơ đồ cân bằng khối của mô hình xử lý theo mẻ
Do quá trình hấp phụ bằng vật liệu tuân theo mô hình đẳng nhiệt hấp phụ
Freudlich nên ta có:
𝑞𝑒 = 𝐾𝐹𝐶𝑡
1
𝑛⁄ (3.7)
Thay 3.7 vào 3.6 ta sẽ có:
𝑚
𝑉
=
𝐶𝑖 − 𝐶𝑡
𝐾𝐹𝐶𝑡
1
𝑛⁄
(3.8)
Từ biểu thức 3.8 ta sẽ xác định được khối lượng vật liệu cần thiết để xử lý V
(lít) nước chứa chất ô nhiễm có nồng độ ban đầu là Ci (mg/l) xuống tới nồng độ Ct
(mg/l).
Trên đây là sơ đồ nguyên lý chung áp dụng để xử lý các chất ô nhiễm trong
nước thải bằng phương pháp hấp phụ theo mẻ. Trên thực tế, muốn có một công thức
xử lý hay mô hình xử lý hiệu quả, trước tiên phải thử nghiệm, xác định chính xác điều
kiện thực nghiệm tìm được giá trị qe (dung lượng hấp phụ cực đại) của vật liệu đối
với mẫu nước thải nghiên cứu. Thực tế, giá trị qe thực nghiệm sẽ nhỏ hơn rất nhiều
so với lý thuyết do có sự cạnh tranh hấp phụ giữa chất cần xử lý với các chất khác có
mặt trong mẫu nghiên cứu.
m (g) vật liệu
V (lít) dung dịch
Cf (mg/l) chất ô nhiễm
V (lít) dung dịch
Ci (mg/l) chất ô nhiễm
m (g) vật liệu
qe (mg/g) chất ô nhiễm/vật liệu
m (g) vật liệu
139
KẾT LUẬN
1. Đã nghiên cứu chế tạo thành công vật liệu hấp phụ 3TP dựa trên cơ sở
Fe(OH)3 với phụ gia là SiO2 và bột sắt kim loại, có khả năng hấp phụ loại bỏ 2,4-D
và TNT từ dung dịch nước:
Đã nghiên cứu và xây dựng qui trình chế tạo vật liệu 3TP trong phòng thí
nghiệm với các điều kiện cơ bản như: pH dung dịch sau kết tủa là khoảng
4 – 5 với thời gian già hóa tối thiểu là 24 giờ ở nhiệt độ phòng. Tỷ lệ SiO2
cũng như sắt kim loại không vượt quá 10% và nhiệt độ sấy khô < 1500C
trong thời gian 2 giờ
Bằng các phương pháp phân tích hiện đại đã xác định các thông số lý hóa
của vật liệu hấp phụ và khẳng định vật liệu hấp phụ ở dạng vô định hình,
có cấu trúc mao quản, với thành phần chủ yếu là sắt và các chất phụ gia;
diện tích bề mặt riêng của các vật liệu lớn hơn 200 m2/g.
Bằng số liệu thực nghiệm đã chứng minh được vật liệu 3TP (vật liệu mới)
có khả năng hấp phụ tốt TNT và 2,4-D.
2. Những đóng góp mới của luận án:
Đã xác định một cách hệ thống đặc điểm hấp phụ (các thông số nhiệt động
và động học) của 2,4-D và TNT lên vật liệu tổ hợp dựa trên Fe(OH)3.
Các kết quả nghiên cứu đặc điểm quá trình hấp phụ 2,4-D và TNT lên 3
loại vật liệu (vật liệu 1TP; 2TP10 và 3TP10) cho thấy:
Quá trình hấp phụ 2,4-D và TNT bằng các loại vật liệu 1TP, 2TP10 và
3TP10 là quá trình tự diễn biến (G < 0).
Mức độ mất trật tự của hệ tăng lên (S > 0) đối với tất cả các quá trình
hấp phụ 2,4-D và TNT trên các vật liệu đã tổng hợp.
Quá trình hấp phụ 2,4-D và TNT lên các loại vật liệu nghiên cứu là quá
trình thu nhiệt (H > 0).
Quá trình hấp phụ 2,4-D lên các vật liệu tuân theo mô hình động học
hấp phụ giả bậc 2 và đẳng nhiệt hấp phụ Freudlich.
140
Quá trình hấp phụ TNT lên vật liệu 3TP10 tuân theo quy luật động học
hấp phụ giả bậc 2 và đẳng nhiệt hấp phụ Freundlich. Còn đối với vật
liệu 1TP và 2TP10 quy luật này không thể hiện rõ.
Tất cả các yếu tố như nhiệt độ, pH môi trường, nồng độ đầu của 2,4-D
và TNT .v.v. đều có ảnh hưởng tới quá trình hấp phụ.
Đã xác định được vai trò của SiO2 trong vật liệu hấp phụ và ảnh hưởng của
nó tới dung lượng hấp phụ cũng như hiệu suất xử lý của vật liệu. Khối
lượng SiO2 trong vật liệu tăng dẫn đến giảm dung lượng hấp phụ của vật
liệu một cách rõ rệt. Vì vậy, khối lượng SiO2 trong vật liệu chỉ nên khống
chế ở mức 10% đủ để tăng cường độ bền cơ học cho vật liệu mà không ảnh
hưởng lớn tới dung lượng hấp phụ của vật liệu.
Đã xác định được vai trò và ảnh hưởng của sắt kim loại trong thành phần
của vật liệu 3TP10 có ảnh hưởng tới quá trình hấp phụ, đặc biệt đối với
chất bị hấp phụ TNT. Khi khối lượng bột sắt kim loại trong vật liệu (3TP10)
tăng lên thì hiệu suất hấp phụ 2,4-D và TNT cũng tăng theo.
141
DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH KHOA HỌC ĐÃ CÔNG BỐ
1. Le Quoc Trung, Nguyen Duc Hung, Nguỵen Hoai Nam, Tran Van Chung, I.
Francis Cheng (2010), Oxidation of 2,4,6-Trinitroresorcine using zero-valent
iron, Asian Journal of Chemistry, 22 (4), pp. 3200 – 3206.
2. Trần Văn Chung, Lê Quốc Trung, Nguyễn Hoài Nam, Phan Bích Thủy, Nguyễn
Văn Tuấn, Phan Văn Cường, Vũ Thị Kim Loan. (2010), Ứng dụng phương pháp
Voltammetry nghiên cứu quá trình khử nitrobenzene bằng sắt hóa trị không, Tạp
chí Nghiên cứu Khoa học và Công nghệ Quân sự (Số đặc biệt – HNKHCNMT),
tr. 120 – 126.
3. Nguyễn Hoài Nam và Trần Văn Chung. (2010), Chế tạo vật liệu hấp phụ hai
thành phần FeOOH/SiO2 theo phương pháp nhiệt thủy phân, Tạp chí Khoa học -
Khoa học tự nhiên, Đại học Sư phạm Hà nội, 55 (3), Tr. 71 - 81.
4. Nguyễn Hoài Nam, Trần văn Chung, Đỗ Ngọc Khuê. (2012), Xác định các thông
số hoá lý của vật liệu hấp phụ trên cơ sở Fe(OH)3, SiO2, sắt kim loại và khả năng
ứng dụng để xử lý 2,4,6-Trinitrotoluene nhiễm trong nước, Tạp chí Hóa học, 50
(4), Tr. 477 – 482.
5. Nguyen Hoai Nam, Dao Van Bay, Do Ngoc Khue, Tran Van Chung. (2013),
Removal of 2,4-Dichlorophenoxyacetic Acid using Fe(OH)3 based complex
adsorbent, Asian Journal of Chemistry, 25 (6), pp. 3479 – 3483.
6. Nguyen Hoai Nam, Dao Van Bay, Tran Van Chung. (2013), The adsorption
characteristics of 2,4,6 - Trinitrotoluene (TNT) onto the FeOOH based complex
adsorbent in aqueous media, International Journal of Chemistry, 2 (1), pp. 14 –
24.
142
TÀI LIỆU THAM KHẢO
Tiếng Việt
1. Lê Văn Cát và Lê Hải Đăng (2002), Tổng hợp và xác định đặc trưng cấu trúc một
số ôxit sắt, Tạp chí khoa học 47 (4), Trường Đại học Sư phạm Hà Nội, tr. 53 - 57
2. Lê Văn Cát và Lê Hải Đăng (2003), Tổng hợp và nghiên cứu khả năng hấp
phụ Pb2+ của ôxít sắt, Tạp chí khoa học 48 (1), Trường Đại học Sư phạm Hà
Nội, tr. 51 - 56
3. Lê Văn Cát và Lê Hải Đăng (2003), Tổng hợp và nghiên cứu khả năng hấp
phụ Ni2+ của ôxít sắt, Tạp chí Hóa học 41 (1), tr. 54 - 60
4. Trần Văn Chung (2004), Nghiên cứu tổng hợp vật liệu lọc hấp phụ Asen có
độ bền cao dùng trong công nghệ xử lý nước, Hội nghị Khoa học về Môi
trường lần thứ nhất, tuyển tập các báo cáo khoa học, Trung tâm Khoa học
Kỹ thuật và Công nghệ quân sự, Bộ Quốc Phòng, tr. 391 - 395
5. Lưu Minh Đại, Đào Ngọc Nhiệm, Phạm Ngọc Chức, Vũ Thế Ninh, Nguyễn Thị
Tố Loan (2010), Ứng dụng mangan ôxít và sắt ôxít kích thước nanomet để hấp
phụ asen, sắt và mangan, Tiểu ban: Môi trường và Năng lượng, Hội nghị Khoa
học kỷ niệm 35 năm Viện Khoa học và Công nghệ Việt Nam. Tr 155 - 160.
6. Lưu Minh Đại và Nguyễn Thị Tố Loan (2011), Chế tạo vật liệu nano gamma-
Fe2O3/cát thạch anh hấp phụ asen, sắt và mangan, Tạp chí Hóa học 49 (2),
tr. 153 - 156.
7. Lưu Minh Đại, Đào Ngọc Nhiệm, Phạm Ngọc Chức (2011), Nghiên cứu khả
năng sử dụng ôxít hỗn hợp Fe2O3-Mn2O3 cấu trúc nano để hấp phụ sắt,
mangan, asen, Tạp chí Hóa học 49 (2), tr. 157 - 161.
8. Lưu Minh Đại và Nguyễn Thị Tố Loan (2011), Nghiên cứu khả năng hấp thụ
asen trên vật liệu nano anpha-Fe2O3, Tạp chí Hóa học 49 (3), tr. 282 - 285.
9. Đinh Quang Khiếu, Phạm Thị Kim Oanh, Trần Quốc Việt, Trần Thái Hòa,
Nguyến Đức Cường, Phan Tứ Quí (2009), Nghiên cứu tổng hợp nano ôxít sắt
bằng phương pháp thủy nhiệt, Tạp chí Khoa học 50, Đại học Huế, tr. 65 - 70.
10. Đỗ Ngọc Khuê và cộng sự (2000), Nghiên cứu đề xuất một số phương án
143
công nghệ xử lý môi trường đặc thù cho ngành công nghiệp quốc phòng, kỹ
thuật và hậu cần và Nghiên cứu cơ sở khoa học và thực tiễn để xây dựng qui
chuẩn môi trường các khu vực hủy đạn, Báo cáo tổng kết 2 nhiệm vụ bảo vệ
môi trường, Cục KHCN-MT, Bộ quốc phòng.
11. Đỗ Ngọc Khuê, Nguyễn Quang Toại, Nguyễn Văn Đạt, Đinh Ngọc Tấn, Tô
Văn Thiệp (2001), Hiện trạng công nghệ xử lý một số chất thải đặc thù của
sản xuất quốc phòng, Tạp chí Khoa học Quân sự 5, tr. 83-87
12. Đỗ Ngọc Khuê, Nguyễn Văn Đạt (2002), Các phương pháp phân tích hóa
lý, Tài liệu đào tạo sau đại học, Bộ quốc phòng.
13. Đỗ Ngọc Khuê, Lê Trình (2003), Một số vấn đề về khoa học và công nghệ
môi trường, Trung tâm Khoa học Kỹ thuật và Công nghệ Quân sự, Nhà xuất
bản Quân đội nhân dân, Hà nội.
14. Đỗ Ngọc Khuê và cộng sự (2005), Nghiên cứu công nghệ sinh học xử lý các
chất thải quốc phòng đặc chủng và sự ô nhiễm vi sinh vật, Báo cáo tổng kết
đề tài cấp nhà nước mã số KC.04.10, Bộ Khoa học và Công nghệ.
15. Đỗ Ngọc Khuê, Phạm Sơn Dương, Cấn Anh Tuấn, Tô Văn Thiệp, Đỗ Bình
Minh, Phạm Kiên Cường (2010), Công nghệ xử lý các chất thải nguy hại
phát sinh từ hoạt động quân sự, Viện Khoa học và Công nghệ Quân sự, Nhà
xuất bản Quân đội nhân dân, Hà nội.
16. Phạm Luận (1989), Sắc ký lỏng cao áp (HPLC), Giáo trình sau đại học – cao
học, Đại học Khoa học Tự nhiên, Hà Nội.
17. Trần Văn Nhân, Nguyễn Thạc Sửu, Nguyễn Văn Tuế (2006), Giáo trình
Hoá lý Tập 2, Nhà xuất bản Giáo dục, Hà nội.
18. Nguyễn Hữu Phú (1998), Hấp phụ và xúc tác trên bề mặt vật liệu vô cơ mao
quản, Nhà xuất bản khoa học và kỹ thuật,. Hà nội.
19. Phan Tống Sơn, Trần Quốc Sơn, Đặng Như Tại (1980), Cơ sở hóa học hữu
cơ, Nhà xuất bản Đại học và Trung học chuyên nghiệp, Hà nội.
20. Đinh Ngọc Tấn, Đỗ Ngọc Khuê, Tô Văn Thiệp (2004), Nghiên cứu công nghệ
xử lý nước thải chứa TNT và crôm ở một số cơ sở sản xuất quốc phòng, Hội nghị
144
Khoa học về Môi trường lần thứ nhất, tuyển tập các báo cáo khoa học, Trung tâm
Khoa học Kỹ thuật và Công nghệ Quân sự, Bộ Quốc Phòng, tr. 167 – 172.
21. Lê Trọng Thiếp (2002), Hoá học và độ bền của vật liệu nổ, Giáo trình cao
học của Viện Khoa học Kỹ thuật và Công nghệ Quân sự, Nhà xuất bản Quân
đội nhân dân, Hà nội.
22. Tô Văn Thiệp (2010), Nghiên cứu đặc điểm quá trình hấp phụ từ pha lỏng
của một số hợp chất hữu cơ là thành phần thuốc phóng, Luận án Tiến sĩ Hóa
học, Viện Khoa học và Công nghệ Quân sự, Hà Nội.
23. Nghiêm Xuân Trường, Trịnh Khắc Sáu, Nguyễn Xuân Nết, Trần Xuân Thu,
Nguyễn Thị Dung (2003), Xác định nồng độ 2,4-Diclophenoxi axetic axít
(2,4-D) và 2,4,5-Triclorophenoxi acetic axít (2,4,5-T) trong một số mẫu đất
bằng phương pháp sắc kí lỏng cao áp (HPLC/DAD), Tiểu ban Hóa phân
tích, Hội nghị Hóa học toàn quốc lần thứ IV, tr. 83 – 87.
24. Bộ Nông nghiệp và Phát triển Nông thôn (2001), Danh mục thuốc bảo vệ
thực vật được phép, hạn chế và cấm sử dụng ở Việt Nam, Nhà xuất bản nông
nghiệp, Hà nội.
25. Viện hóa học Vật liệu (2003), Tài liệu báo cáo đánh giá tác động môi trường
giai đoạn 1995 – 2002, Viện Khoa học và Công nghệ quân sự, Bộ Quốc phòng
Tiếng Anh
26. Akçay G., Akçay M., Yurdakoç K. (2005), Removal of 2,4-
dichlorophenoxyacetic acid from aqueous solutions by partially
characterized organophilic sepiolite: thermodynamic and kinetic
calculations, Journal of Colloid and Interface Science 281, pp. 27 – 32.
27. Aksu Z., Kabasakal E. (2004), Batch adsorption of 2,4-dichlorophenoxy-
acetic acid (2,4-D) from aqueous solution by granular activated, Separation
and Purification Technology 35, pp. 223 – 240.
28. Ali M.F., Ali B.M.E., Speight J.G. (2005), Handbook of Industrial
Chemistry - Organic chemicals, McGraw-Hill, New-York, USA.
145
29. Alnaizy R., Akgerman A. (1999), Oxidative treatment of high explosives
contaminated wastewater, Water research, 33 (9), pp. 2021 – 2030.
30. An F., Feng X., Gao B. (2009), Adsorption mechanism and property of novel
adsorption material PAM/SiO2 towards 2,4,6 – trinitrotoluene, Journal of
Hazadous Materials 168, pp. 352 – 357.
31. An F., Gao B., Feng X. (2009), Adsorption of 2,4,6 – trinitrotoluene on a novel
adsorption material PEI/SiO2, Journal of Hazadous Materials 166, pp. 757 – 761.
32. Arai Y., Sparks D.L. (2001), ATR-FTIR spectroscopic investigation on
phosphate adsorption mechanisms at the ferrihydrite-water interface,
Journal of Colloid and Interface Science 241, pp. 317 - 326.
33. Ardizzone S., Formaro L. (1985), Hydrothermal preparation of goethite
crystals, Surface Technology 26, pp. 269 – 274.
34. Ayranci E., Hoda, N. (2004), Studies on removal of metribuzin, bromacil,
2,4-d and atrazine from water by adsorption on high area carbon cloth,
Journal of Hazardous Materials B112, pp.163 – 168.
35. Azizian S. (2004), Kinetic models of sorption: a theoretical analysis, Journal
of Colloid and Interface Science 276, pp. 47 – 52.
36. Bolto B., Dixon D., Eldridge R, King S., Linge K. (2002), Removal of natural
organic matter by ion exchange, Water Research, 36 (20), pp. 5057 - 5065.
37. Chao Y.F., Lee J.J., Wang S.L. (2009), Preferential adsorption of 2,4-
dichlorophenoxyacetate from associated binary-solute aqueous systems by
Mg/Al-NO3 layered double hydroxides with different nitrate orientations,
Journal of Hazardous Materials 165, pp. 846 – 852.
38. Charles J. M., Hanley T. R., Wilson R. D., Van Ravenzwaay B., Bus J. S. (2001),
Developmental Toxicity Studies in Rats and Rabbits on 2,4-Dichlorophenoxyacetic
Acid and its Forms, Toxicological Sciences 60, pp. 121-131.
39. Chung T.V., Trung L.Q., Minh D.B., Luong N.V. (2010), Voltammetry study
of the 2,4,6-Trinitrotoluene conversion into the amine compounds using zero-
valent iron, Analele Universitatii Bucuresti - Chimie, 19 (2), pp. 53 – 59.
146
40. Clausen L., Fabricius I. (2001), Atrazine, Isoproturon, Mecoprop, 2,4-D, and
Bentazone adsorption onto iron oxides, Journal of Environmetal Quality, 30
(3), pp. 858 - 869
41. Cornell R.M., Schwertmann U. (2003), The Iron Oxides: Structure, properties,
reaction, occurences and uses, Wiley – VCH, Weinheim, Germany.
42. Das S., Hendry M.J., Essilfie-Dughan J. (2011), Transformation of Two-
Line Ferrihydrite to Goethite and Hematite as a Function of pH and
Temperature, Environmetal Science and Technology, 45 (1), pp. 268 – 275.
43. Dixon D.R., Eldridge R.J., Bolto V.A. (2004), Ion Exchange for the removal of
natural organic matter, Reactive and Functional Polymers 60, pp. 171 – 182.
44. Doelsch E., Stone W.E.E., Petit S., Masion A., Rose J., Bottero J.Y., Nahon
D. (2001), Specification and crystal chemistry of Fe(III) chloride hydrolyzed
in the presence of SiO4 ligands. 2. Characterization of Si-Fe aggregates by
FTIR and 29Si solid-state NMR, Langmuir 17, pp. 1399 – 1405.
45. Drikas M. (2003). Natural Organic Matter in Drinking Water: Problems
and Solutions. Occasional Paper 6: Natural Organic Matter. Cooperative
Research Centre for Water Quality and Treatment. Australia.
46. Dyer J.A., Trivedi P., Scrivner N.C., Sparks D.L. (2004), Surface
complexation modeling of zinc sorption on to ferrihydrite, Journal of
Colloid and Interface Science 270, pp. 56 – 65.
47. Edwards M., Benjamin M.M., Ryan J.N. (1996), Role of organic acidity in
sorption of natural organic matter (NOM) to oxide surfaces, Colloids
Surfaces A 107, pp. 297 – 307.
48. Filius J.D., Hiemstra T., Riemsdijk W.H.V. (1997), Adsorption of small
weak organic acids on goethite: Modeling of mechanisms, Journal of colloid
and interface science 195, pp. 368 – 380.
49. Fu D., Zhang Y., Fengzhu Lv., Chu P.K., Shang J. (2012), Removal of
organic materials from TNT red water by Bamboo Charcoal, Chemical
Engineering Journal 193 – 194, pp. 39 – 49.
147
50. Fu H., Quan X. (2006), Complexes of fulvic acid on the surface of hematite,
goethite, and akaganeite: FTIR observation, Chemosphere 63, pp. 403 – 410.
51. Geng F., Zhao Z., Geng J., Cong H., Cheng H.M. (2007), A simple and low-
temperature hydrothermal route for the synthesis of tubular α-FeOOH,
Materials letters 61, pp. 4794 – 4796.
52. Genz A., Baumgarten B., Goernitz M., Jekel M. (2008), NOM removal by
adsorption onto granular ferric hydroxide: Equilibrium, kinetics, filter and
regeneration studies, Water research 42, pp. 238 – 248.
53. Genz A., Kornmuller A., Jekel M. (2004), Advanced phosphorus removal
from membrane filtrates by adsorption on activated aluminium oxide and
granulated ferric hydroxide, Water research 38, pp. 3523 – 3530.
54. Gu B., Schmitt J., Chen Z., Liang L., McCarthy J. (1994), Adsorption and
desorption of natural organic matter on iron oxide: mechanisms and models,
Environmental science and technology, 28 (1), pp. 38 – 46.
55. Gu B., Schmitt J., Chen Z., Liang L., McCarthy J. (1995), Adsorption and
desorption of different organic matter fractions on iron oxide, Geochimica
et Cosmochimica Acta, 59 (2), pp. 219 – 229.
56. Gunawardana B., Singhal N., Swedlund P. (2011), Degradation of
chlorinated phenols by zero valent iron and bimetals of iron: A review,
Environmental engineering research, 16 (4), pp. 187 – 203.
57. Gupta V.K., Ali I., Suhas., Saini V.K. (2006), Adsorption of 2,4-D and
carbofuran pesticides using fertilizer and steel industry wastes, Journal of
Colloid and Interface Science 299, pp. 556 – 563.
58. Gurses A., Dogar C., Yalcin M., Acikyildiz M., Bayrak R., Karaca S. (2006),
The adsorption kinetics of the cationic dye, methylene blue, onto clay,
Journal of Hazardous Materials B131, pp. 217 - 228
59. Hameed B.H., Salman J.M., Ahmad A.L. (2009), Adsorption isotherm and
kinetic modeling of 2,4-D pesticide on activated carbon derived from date
stones, Journal of Hazardous Materials 163, pp. 121–126.
148
60. Han D., Jia W., Liang H. (2010) Selective removal of 2,4-dicholorophenoxyacetic
acid from water by molecularly-imprinted amino-functionalized silica gel sorbent,
Journal of Environmental Science, 22 (2), pp. 237 – 241
61. Ho Y.S., McKay G. (1998) (a), Sorption of dye from aqueous solution by
peat, Chemical Engineering Journal 70, pp. 115 – 124.
62. Ho Y.S., McKay G. (1998) (b), Kinetic models for the soption of dye from
aqueous solution by wood, Process Safety and Environmental Protection,
76 (2), pp.183 – 191.
63. Ho Y.S., McKay G. (1999), Pseudo-second order model for sorption
processes, Process Biochemistry 34, pp. 451 – 465.
64. Honghai W., Yiying L., Jiayi W., Lixuan Z., Dingcai Z., Juan D. (2008),
Surface adsorption of iron oxide minerals for phenol and dissolved organic
mater, Earth science frontiers, 15 (6), pp. 133 – 14.
65. Huang Y. (2012), Zero valent iron/Iron oxide mineral/Ferrous iron
composite for treatment of a contaminate fluid, US Patent No US
2012/0273431 A1.
66. Hung D.Q., Thiemann W. (2002), Contamination by selected chlorinated
pesticides in surface waters in Hanoi, Vietnam, Chemosphere 47, pp. 357 – 367.
67. Ibrahim M.A., Bond G.G., Burke T.A., Cole P., Dost F.N., Enterline P.E., Gough
M., Greenberg R.S., Halperin W.E., McConnell E., Munro L.C., Swenberg J.A.,
Zahm S.H., Graham J.D. (1991), Weight of the Evidence on the Human
Carcinogenicity of 2,4-D, Environmental Health Perspectives 96, pp. 213 – 222.
68. Jambor J.L., Dutrizac E.D. (1998), Occurrence and constitution of natural
and synthetic ferrihydrite, a widespread iron oxyhydroxide, Chemical
reviews, 98 (7), pp. 2549 – 2586
69. Junyapoon S. (2005), Use of zero-valent iron for wastewater treatment,
KMITL Science and Techology Journal 5, pp. 587 - 595.
70. Karge H.G., Weitkamp J. (2008), Adsorption and diffusion, Springer,
Leipzig, Germany.
149
71. Kauffman K., Hazel F. (1975), Mosbauer Spectroscopy of aged ferric oxide
gels, Journal of colloid and interface science, 51 (3), pp. 422 – 426
72. Kim T.Y., Kim S.J., Cho S.Y. (2005), Adsorption and Separation Characteristics
of Herbicides onto Activated Carbon, Adsorption 11, pp. 217 – 221.
73. Kooner Z.S. (1992), Adsorption of copper onto goethite in aqueous systems,
Environmental geology and water sciences, 20 (3), pp. 205 – 212.
74. Kooner Z.S. (1993), Comparative study of adsorption behavior of copper,
lead ,and zinc onto goethite in aqueous systems, Environmetal geology, 21
(4), pp. 242 – 250.
75. Lechien A., Valenta P., Nurnberg H.W., Patriarchie G.J. (1981), Differential
pulse polarography of some herbicides derived from 2,4-
Dicholorophenoxyacetic acid, Fresenius’Zeitschrift fur Analytische chemie
306, pp. 150 – 155.
76. Lee J.W., Hwang K.J., Shim W.G., Moon I.S. (2006), Thermodynamic and
kinetic behaviors of trinitrotoluene adsorption on powdered activated
carbons, Separation Science and Technology 41, pp. 3655 – 3672.
77. Legrouri A., Lakraimi M., Barroug A., De Roy A., Besse J.P. (2005), Removal
of the herbicide 2,4-dichlorophenoxyacetate from water to zinc–aluminium–
chloride layered double hydroxides, Water Research 39, pp. 3441 – 3448.
78. Li C., James B.D., Magee R.J. (1990), The determination of organochlorine
compounds bu adsorptive stripping voltammetry, Part II: 2,4-
Dicholorophenoxyacetic acide and 2,4,5-Trichlorophenoxyacetic acid,
Electroanalysis 2, pp. 69 – 73.
79. Li J., Li Y., Meng Q. (2010), Removal of nitrate by zero-valent iron and
pillared bentonite, Journal of Hazadous Materials 174, pp. 188 – 193.
80. Li Y., Liao H., Qian Y. (1998), Hydrothermal synthersis of ultrafine -Fe2O3
and Fe3O4 powders, Materials research bulletin, 33(6), pp. 841 – 844.
81. Mak M.S.H., Lo I.M.C., Liu T. (2011), Synergistic effect of coupling zero-
valent iron with iron oxide-coated sand in columns for chromate and
150
arsenate removal from groundwater: Influences of humic acid and the
reactive media configuration, Water research 45, pp 5675 – 6584.
82. Mak M.S.H., Rao P., Lo I.M.C. (2011), Zero-valent iron and iron oxide-coated
sand as a combination for removal of co-present chromate and arsenate from
groundwater with humic acid, Environmetal Pollution 159, pp. 377 – 382.
83. Maleki N., Safavi A., Shahbaazi H.R. (2005), Electrochemical determination
of 2,4-D at a mercury electrode, Analytica Chimica Acta 530, pp. 69 – 74.
84. Manceau A., Drits V.A. (1993), Local structure of ferrihydrite and
feroxyhite by exafs spectroscopy, Clay mineral 28, pp. 165 - 184
85. Marinovic V., Ristic M., Dostanic M. (2005), Dynamic adsorption of
trinitrotoluene on granular activated carbon, Journal of Hazardous
Materials B117, pp. 121 – 128.
86. Marsh H., Rodriguez-Reinoso F. (2006), Activated carbon, Elservier
Science and Technology Books, Oxford, Great Britian.
87. Matta R., Hanna K., Kone T., Chiron S. (2008), Oxidation of 2,4,6-
trinitrotoluene in the presence of different iron-bearing minerals at neutral
pH, Chemical Engineering Journal 144, pp. 453 – 458.
88. McComb K.A., Craw D., McQuillan A.J. (2007), ATR-IR spectroscopic study
of antimonate adsorption to iron oxide, Langmuir 23, pp. 12125 – 12130.
89. McCormick N.G., Feeherry F.E., Levinson H.S. (1976), Microbial
transformation of 2,4,6-Trinitrotoluene and other nitroaromatic compounds,
Applied and Environmental Microbiology, 31 (6), pp. 949 – 958.
90. Menendez J.A., Philips J., Xia B., Radovic L.R. (1996), On the Modification and
Characterization of Chemical Surface Properties of Activated Carbon: In the
Search of Carbons with Stable Basic Properties, Langmuir 12, pp. 4404 – 4410.
91. Meng X., Letterman R.D. (1996), Modeling cadmium and sulfate adsorption
by Fe(OH)3/SiO2 mixed oxides, Water research, 30 (9), pp. 2148 – 2154.
92. Metcalf & Eddy (2004), Wastewater Engineering: Treatment and Reuse,
McGraw-Hill, Singapore.
151
93. Meyer W. R., Pulcinelli S. H., Santilli C. V., Craievich A.F. (2000),
Formation of colloidal particles of hydrous iron oxide by forced hydrolysis,
Journal of non-crystalline solids 273, pp. 41 – 47.
94. Mohan D., Pittman .Jr C.U. (2007), Arsenic removal from water/wastewater using
adsorbents – A critical review, Journal of Hazadous Materials 142, pp. 1 – 53
95. Njoku V.O., Hameed B.H. (2011), Preparation and characterization of activated rbon
from corncob by chemical activation with H3PO4 for 2,4-dichlorophenoxyacetic acid
adsorption, Chemical Engineering Journal 173, pp. 391 – 399.
96. Qiu H., Lv L., Pan B.C., Zhang Q.J., Zhang W.M., Zhang Q.X. (2009),
Critical review in adsorption kinetic models, Journal of Zhejiang University
Science A, 10 (5), pp. 716 – 724.
97. Quyen P.B., Nhan D.D., San N.V. (1995), Environmental pollution in
Vietnam: analytical estimation and environmental priorities, Trend in
analytical chemistry, 14 (8), pp. 383 – 388.
98. Rodgers J.D., Bunce N.J. (2001), Treatment methods for the remediation of
nitroaromatic explosives, Water research, 35 (9), pp. 2101–2111.
99. Salman J.M., Hameed B.H. (2010), Adsorption of 2,4-
dichlorophenoxyacetic acid and carbofuran pesticides onto granular
activated carbon, Desalination 256, pp. 129 – 135.
100. Salman J.M., Njoku V.O., Hameed B.H. (2011), Adsorption of pesticides
from aqueous solution onto banana stalk activated Carbon, Chemical
Engineering Journal 174, pp. 41 – 48.
101. Sawyer C.N., McCarty P.L., Parkin G.F. (2003), Chemistry for
Environmental Engineering, 5th ed, McGraw – Hill, Singapore.
102. Schwertmann U., Cornell R.M. (2000), Iron oxides in the laboratory, Wiley-
VCH, Weinheim, Germany.
103. Settle F.A. (1997), Handbook of instrumental techniques for analytical
chemistry, Prentice Hall PTR, New Jersey, USA.
104. Shi B., Wei Q., Wang D., Zhu Z., Tang H. (2007), Coagulation of humic
152
acid: The performance of preformed and non-preformed Al species, Colloids
and Surfaces A: Physicochem. Eng. Aspects 296, pp. 141 – 148.
105. Srivastava B., Jhelum V., Basu D.D., Patanjali P.K. (2009), Adsorbents for
pesticide uptake from contaminated water: A review, Journal of Scientific
& Industrial Research, 68 (10), pp. 839 – 850.
106. Streat M., Hellgardt K., Newton N.L.R. (2008), Hydrous ferric oxide as an
adsorbent in water treatment - Part 1. Preparation and physical
characterization, Process safety and environmental protection 86, pp. 1 – 9.
107. Suzuki M. (1989), Adsoption engineering, Elsevier and Kodansha, Tokyo, Japan.
108. Swedlund P.J., Miskelly G.M., McQuillan A.J. (2010), Silicic Acid
Adsorption and Oligomerization at the Ferrihydrite-Water Interface:
Interpretation of ATR-IR Spectra Based on a Model Surface Structure,
Langmuir, 26 (5), pp. 3394 – 3401.
109. Swedlund P.J., Webster J.G. (1999), Adsorption and polymerization of
silicic acid on ferrihydrite, and its effect on arsenic adsorption, Water
research, 33 (16), pp. 3413 – 3422.
110. Thomas W.J., Crittenden B. (1998), Adsorption Technology and Design,
Elsevier Science & Technology.
111. Tóth J. (2001), Adsorption – Theory, modeling, and analysis, Marcel Dekker
Inc, Newyork.
112. U.S. EPA. (2005), Reregistration Eligibility Decision for 2,4-D (EPA 738-
R-05-002), Office of Prevention, Pesticides and Toxic Substances, U.S.
Government Printing Office, Washington, USA.
113. US. Department of Health and Human Services. (1995), Toxicological
profile for 2,4,6-Trinitrotoluene, Agency for Toxic Substances and Disease
Registry (ATSDR), USA.
114. Vaclavikova M., Gallios G.P., Hredzak S., Jakabsky S. (2008), Removal of
arsenic from water streams: an overview of available techniques, Clean
Technologies and Evironmetal Policy 10, pp. 89 – 95.
153
115. Wendlandt W.W. (1986), Thermal Analysis 3rd Edition, John Wiley & Sons
Inc, New York, USA.
116. Wilkie J.A., Hering J.G. (1996), Adsorption of arsenic onto hydrous ferric
oxide: effects of adsorbate/adsorbent ratios and co-occuring solutes, Colloids
and surfaces A: Physicochemical and engineering aspects 107, pp. 97 – 110.
117. Xie B., Fan M., Banerjee K., Leeuwen J.V. (2007), Modeling of Asenic (V)
adsorption onto GFH, Journal of AWWA, 99 (11), pp. 92 – 102.
118. Zeng L. (2003), A method for preparing silica-containing iron (III) oxide
adsorbents for arsenic removal, Water Research 37, pp. 4351 – 4358.
119. Zeng L. (2004), Arsenic adsorption from aqueous solutions on an Fe(III)-Si binary
oxide adsorbent, Water quality research journal of Canada, 39 (3), pp. 267 – 275.
120. Zhang J., Lin X., Luo X., Zhang C., Zhu H. (2011), A modified lignin
adsorbent for the removal of 2,4,6-trinitrotoluene, Chemical Engineering
Journal 168, pp. 1055 – 1063
121. Zhang M., Zhao Q., Ye Z. (2011), Organic pollutants removal from 2,4,6 –
trinitrotoluene (TNT) read water using low cost activated coke, Journal of
Environmental Sciences, 23 (12), pp. 1962 – 1969.
122. Zimmermann Y., Broekaert J.A.C. (2005), Determination of TNT and its
metabolites in water samples by voltammetric techniques, Analytical and
bioanalytical Chemistry 383, pp. 998 – 1002.
123.
2,4-Dichlorophenoxyacetic acid
Tham khảo ngày 04/07/2011
124.
Langmuir adsorption model
Tham khảo ngày 10/08/2010
125.
Scanning electron microscope
Tham khảo ngày 10/03/2013
154
126.
Trinitrotoluen
Tham khảo ngày 04/07/2011
127.
X-ray crystallography
Tham khảo ngày 10/03/2013
128.
2,4-D Technical factsheet, National Pesticide Information Center, Oregon
State University, USA.
Tham khảo ngày 05/07/2011
129.
dichlorophenoxyacetic-acid.cfm
Basic information about 2,4-D (2,4-Dichlorophenoxyacetic Acid), United
States Environmetal Protection Agency, USA.
Tham khảo ngày 05/01/2013
130.
Farrell J., Mishra D, Mechanisms for arsenic removal by ferric hydroxide
adsorbents, Department of Chemical and Environmetal Engineering,
University of Arizona,USA.
Tham khảo ngày 20/03/2013
131.
Walters J, Environmetal fate of 2,4-Dichlorophenocyacetic Acid, California
Department of Pesticide Regulation. USA
Tham khảo ngày 06/06/2011
132.
Davis T. L, The Chemistry of powder and explosives, Massachusetts Institute
of Technology.
Tham khảo ngày 04/07/2011
133.
155
2,4-Dichlorophenoxyacetic acid (2,4-D) – Environmetal aspects, Enviromental
Health Criteria 84, International Programme on Chemical Safety.
Tham khảo ngày 24/7/2011
134.
2,4-D fact sheet, Pesticides news 37 (1997), Pesticide Action Network
United Kingdom.
Tham khảo ngày 09/05/2011
135.
2,4-D in drinking – water, World Health Organization.
Tham khảo ngày 05/01/2013
136.
2,4,5-Trichlorophenoxyacetic acid
Tham khảo ngày 22/11/2013
137.
Polychlorinated dibenzodioxins
Tham khảo ngày 22/11/2013
138.
Polychlorinated dibenzofurans
Tham khảo ngày 22/11/2013
139.
2,3,7,8-Tetrachlorodibenzodioxin
Tham khảo ngày 22/11/2013
PHỤ LỤC
PHỤ LỤC
PHỤ LỤC
PHỤ LỤC 1 – Kết quả nghiên cứu ảnh hưởng của các yếu tố tới quá trình tổng hợp
vật liệu trên cơ sở Fe(OH)3 ......................................................................................... 1
PHỤ LỤC 2 – Kết quả phân tích đánh giá vật liệu ..................................................... 3
1
PHỤ LỤC 1 – Kết quả nghiên cứu ảnh hưởng của các yếu tố tới quá trình tổng
hợp vật liệu trên cơ sở Fe(OH)3
Bảng 1.1: Nồng độ Fe3+ và Si4+ trong các dung dịch già hóa
STT
pH dung
dịch
Fe3+ Si4+
Nồng độ
(mg/l)
Hiệu suất
(%)
Nồng độ
(mg/l)
Hiệu suất
(%)
1 Mẫu gốc 4140 369,7
2 2,74 48,63 98 60,29 83
3 3,35 3,08 99 39,98 89
4 4,29 1,15 99 16,34 95
5 5,48 0,91 99 7,88 97
6 6,23 0,62 100 5,28 98
7 6,83 0,24 100 2,96 99
8 8,12 0,16 100 2,02 99
9 8,83 0,03 100 0,43 99
Bảng 1.2: Hiệu suất xử lý 2,4-D và TNT bằng các loại vật liệu khác nhau
STT Loại vật liệu
2,4-D TNT
Nồng độ
(mg/l)
Hiệu suất
(%)
Nồng độ
(mg/l)
Hiệu suất
(%)
1 Mẫu gốc 68,18 - 56,14 -
2 1TP 12,41 81,8 54,62 2,71
3 2TP5 18,41 73,0 52,65 6,22
4 2TP10 21,82 68,0 54,14 3,57
5 2TP15 51,43 24,6 54,45 3,01
6 2TP20 63,94 6,2 55,33 1,45
2
Bảng 1.3: Nồng độ 2,4-D còn lại trong dung dịch sau khi xử lý bằng vật liệu 2TP10
được sấy khô ở các nhiệt độ khác nhau
STT Nhiệt độ sấy (0C) Nồng độ (mg/l) Hiệu suất (%)
1 Mẫu gốc 54,16 -
2 Phòng 12,24 77,4
3 50 9,18 83,1
4 100 4,23 92,2
5 150 3,43 93,7
6 200 5,54 89,8
7 250 6,73 87.6
Bảng 1.4: Nồng độ 2,4-D và TNT còn lại sau khi xử lý bằng các vật liệu 3TP
STT Loại vật liệu
2,4-D TNT
Nồng độ
(mg/l)
Hiệu suất
(%)
Nồng độ
(mg/l)
Hiệu suất
(%)
1 Mẫu gốc 57,33 - 56,14 -
2 3TP2,5 21,37 62,7 22,90 59,2
3 3TP5,0 26,26 54,2 16,75 70,2
4 3TP7,5 27,12 52,7 3,5 93,8
5 3TP10 29,10 49,2 0,16 99,7
3
PHỤ LỤC 2 – Kết quả phân tích đánh giá vật liệu
Hình 2.1: Kết quả phân tích EDX của mẫu 1TP
1/11TP- 2
JED-2300 AnalysisStation
002
0.2 mm.
Title : IMG1
---------------------------
Instrument : 6490(LA)
Volt : 20.00 kV
Mag. : x 200
Date : 2013/11/07
Pixel : 512 x 384
0.00 1.00 2.00 3.00 4.00 5.00 6.00 7.00 8.00 9.00 10.00
keV
002
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
C
ou
nt
s
O
K
a
A
lK
a
Si
K
a
C
lL
l
C
lK
es
c
C
lK
a
C
lK
b
Fe
Ll
Fe
La
Fe
K
a
Fe
K
b
Acquisition Parameter
Instrument : 6490(LA)
Acc. Voltage : 20.0 kV
Probe Current: 1.00000 nA
PHA mode : T4
Real Time : 62.99 sec
Live Time : 50.00 sec
Dead Time : 19 %
Counting Rate: 2066 cps
Energy Range : 0 - 20 keV
ZAF Method Standardless Quantitative Analysis
Fitting Coefficient : 0.2519
Element (keV) Mass% Error% Atom% Compound Mass% Cation K
O K 0.525 21.33 0.15 48.11 27.0723
Al K* 1.486 0.15 0.22 0.20 0.0611
Si K* 1.739 0.08 0.19 0.10 0.0420
Cl K 2.621 2.44 0.13 2.48 2.2687
Fe K 6.398 76.01 0.41 49.12 70.5559
Total 100.00 100.00
4
Hình 2.2: Kết quả phân tích EDX của mẫu 2TP10
1/12TP 10-
JED-2300 AnalysisStation
001
100 µm
Title : IMG1
--------------------------
-
Instrument : 6490(LA)
Volt : 20.00 kV
Mag. : x 500
Date : 2013/11/07
Pixel : 512 x 384
0.00 1.00 2.00 3.00 4.00 5.00 6.00 7.00 8.00 9.00 10.00
keV
001
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
C
ou
nt
s
O
K
a
N
aK
a
N
aK
su
m
A
lK
a
Si
K
a
C
lL
l
C
lK
es
c
C
lK
a
C
lK
b
Fe
Ll
Fe
La
Fe
K
a
Fe
K
b
Acquisition Parameter
Instrument : 6490(LA)
Acc. Voltage : 20.0 kV
Probe Current: 1.00000 nA
PHA mode : T4
Real Time : 62.29 sec
Live Time : 50.00 sec
Dead Time : 19 %
Counting Rate: 2061 cps
Energy Range : 0 - 20 keV
ZAF Method Standardless Quantitative Analysis
Fitting Coefficient : 0.1702
Element (keV) Mass% Error% Atom% Compound Mass% Cation K
O K 0.525 13.97 0.14 26.59 13.7191
Na K 1.041 22.15 0.14 29.34 13.9939
Al K* 1.486 0.24 0.11 0.27 0.1419
Si K 1.739 4.56 0.10 4.95 3.5465
Cl K 2.621 21.18 0.07 18.19 25.2570
Fe K 6.398 37.90 0.24 20.66 43.3416
Total 100.00 100.00
5
Hình 2.3: Kết quả phân tích EDX của mẫu 3TP10
1/13TP 10-
JED-2300 AnalysisStation
001
0.2 mm.
Title : IMG1
--------------------------
-
Instrument : 6490(LA)
Volt : 20.00 kV
Mag. : x 200
Date : 2013/11/07
Pixel : 512 x 384
0.00 1.00 2.00 3.00 4.00 5.00 6.00 7.00 8.00 9.00 10.00
keV
001
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
C
ou
nt
s
O
K
a
A
lK
a
Si
K
a
C
lL
l
C
lK
es
c C
lK
a
C
lK
b
Fe
Ll
Fe
La
Fe
K
a
Fe
K
b
Acquisition Parameter
Instrument : 6490(LA)
Acc. Voltage : 20.0 kV
Probe Current: 1.00000 nA
PHA mode : T4
Real Time : 63.76 sec
Live Time : 50.00 sec
Dead Time : 21 %
Counting Rate: 2271 cps
Energy Range : 0 - 20 keV
ZAF Method Standardless Quantitative Analysis
Fitting Coefficient : 0.2498
Element (keV) Mass% Error% Atom% Compound Mass% Cation K
O K 0.525 24.03 0.16 50.98 30.9568
Al K* 1.486 0.64 0.23 0.80 0.2748
Si K 1.739 3.60 0.20 4.35 2.0525
Cl K 2.621 0.75 0.14 0.72 0.6890
Fe K 6.398 70.98 0.43 43.14 66.0268
Total 100.00 100.00
6
Hình 2.4: Kết quả phân tích thành phần hóa học
7
Hình 2.5: Kết quả phân tích nhiệt của mẫu 1TP
Hình 2.6: Kết quả phân tích nhiệt của mẫu 2TP10
Sample Temperature (°C)
10008006004002000
H
ea
tF
lo
w
(m
W
) 100
50
0
-50
TG
(m
g)
0
-0.5
-1
-1.5
-2
-2.5
-3
-3.5
dT
G
(m
g/
m
in
)
0.1
0
-0.1
-0.2
-0.3
-0.4
-0.5
-0.6
T: 98.69 (°C)
Exo
∆m (mg) -2.453
∆m (%) -18.871
∆m (mg) -0.915
∆m (%) -7.04
T: 328.31 (°C)
T: 95.04 (°C)
T: 328.74 (°C)
Sample Temperature (°C)
10008006004002000
H
ea
tF
lo
w
(m
W
)
0
-10
-20
-30
-40
-50
-60
dT
G
(m
g/
m
in
)
0
-0.1
-0.2
-0.3
-0.4
-0.5
-0.6
TG
(
m
g)
0
-0.5
-1
-1.5
-2
-2.5
-3Exo
∆m (mg) -3.188
∆m (%) -22.932
T: 91.62 (°C)
T: 94.6 (°C)
8
Hình 2.7: Kết quả phân tích nhiệt của mẫu 3TP10
Hình 2.8: Phổ IR của vật liệu 1TP
Sample Temperature (°C)
10008006004002000
H
ea
tF
lo
w
(m
W
) 0-10
-20
-30
-40
-50
-60
-70
dT
G
(m
g/
m
in
) 0.05
0
-0.05
-0.1
-0.15
TG
(m
g)
0
-0.5
-1
-1.5
-2
-2.5
-3
T: 84.69 (°C)
Exo
∆m (mg) -3.289
∆m (%) -27.178
T: 84.27 (°C)
0
20
40
60
80
100
60010001400180022002600300034003800
λ (cm-1)
1TP
9
Hình 2.9: Phổ IR của vật liệu 2TP10
Hình 2.10: Phổ IR của vật liệu 3TP10
0
20
40
60
80
100
60010001400180022002600300034003800
λ (cm-1)
2TP10
0
20
40
60
80
100
60010001400180022002600300034003800
λ (cm-1)
3TP10
10
Hình 2.11: Phổ IR của một số dạng FeOOH [41]
11
Hình 2.12: Kết quả xác định diện tích bề mặt riêng theo phương pháp BET của mẫu
vật liệu 1TP
12
Hình 2.13: Kết quả xác định diện tích bề mặt riêng theo phương pháp BET của mẫu
vật liệu 2TP10
13
Hình 2.14: Kết quả xác định diện tích bề mặt riêng theo phương pháp BET của mẫu
vật liệu 3TP10