Điều chế vật liệu la/fe-Bentonite và ứng dụng xử lý xanh methylene trong nước - Bùi Văn Thắng

ĐIỀU CHẾ VẬT LIỆU La/Fe-BENTONITE VÀ ỨNG DỤNG XỬ LÝ XANH METHYLENE TRONG NƯỚC Bùi Văn Thắng(1), Lê Thanh Châu(1), Nguyễn Minh Thảo(1), Trần Thị Xuân Mai(1) Khoa (1) Trường Đại học Đồng Tháp Ngày nhận bài 03/05/2018; Ngày gửi phản biện 31/05/2018; Chấp nhận đăng 10/07/2018 Email: bvthang@dthu.edu.vn Tóm tắt Vật liệu La/Fe-Bent được điều chế bằng phương pháp trao đổi ion đơn giản và được ứng dụng để xử lý xanh methylene (MB) trong nước. Tính chất đặc trưng của vật liệu được đánh giá bằng các phương pháp hóa lý hiện đại như XRD, phân tích nhiệt, FTIR và BET. Sự có mặt của La làm tăng cường khả năng xử lý MB của vật liệu La/Fe-Bent ở cả pH trung tính và cao hơn. Hiệu suất loại bỏ MB trên 99% chỉ sau 1 giờ và đã đánh giá một số yếu tố ảnh hưởng đến khả năng xử lý MB như pH, lượng chất xúc tác, lượng H2O2, tỷ lệ mol Fe/La trong chất xúc tác. Từ khóa: bentonite, La/Fe-bentonite, xanh methylene Abstract PREPARATION OF La/Fe-BENTONITE MATERIAL FOR REMOVING METHYLENE BLUE IN AQUEOUS MEDIA La/Fe modified bentonite material was synthesized by simply ion exchange method. This material was applied to treat methylene blue (MB) in water. The characterisatic properties were determined by XRD, thermal gravity, FTIR, and BET. The effect of lanthanum in the material can increase the applicable ability in treating MB at neutral and little base environment. MB can be removed about 99% after 1 hour. The factors in treatment were studied as pH, catalyst dosage and H2O2 dosage, effect of molar ratio La and Fe in the catalyst. 1. ĐẶT VẤN ĐỀ Ngày nay, sự phát triển vượt bậc của khoa học và công nghệ làm cho đời sống của con người ngày càng cao. Bên cạnh sự phát triển kinh tế kéo theo sự ảnh hưởng xấu tới môi trường sống và vấn đề ô nhiễm nguồn nước đang là mối quan tâm của xã hội hiện nay. Đặc biệt, ngành công nghiệp may mặc, giày dép và thuộc da là những ngành mũi nhọn của Việt Nam và hàng năm hàng nghìn loại thuốc nhuộm và bột màu khác nhau đã được sử dụng. Mỗi năm khoảng hơn 100.000 tấn thuốc nhuộm được sản xuất trên thế giới và khoảng 10% chưa được xử lý và thải trực tiếp ra môi trường [1, 2]. Trong số các phương pháp xử lý nước thải chất màu hữu cơ được sử dụng rộng rãi hiện nay thì quá trình oxy hóa nâng cao được xem là phương pháp đầy hứa hẹn và đang được nhiều nhà khoa học quan tâm nghiên cứu [1-3]. Quá trình này có nhiều ưu điểm như phân hủy hoàn toàn chất hữu cơ, không sinh ra bùn và sử dụng chất xúc tác thân thiện với môi trường và giá thành thấp. Tuy nhiên, việc sử dụng hệ xúc tác Fenton đồng thể thường được tiến hành ở pH thấp làm cho phương pháp này mang lại hiệu quả kinh tế không cao. Để khắc phục hạn chế đó, phản ứng Fenton dị thể sử dụng chất xúc tác sắt trên nền chất mang khác nhau đã được nghiên cứu và phát triển mạnh trong những năm gần đây [1, 2, 4]. Hiện nay, một số oxide kim loại đất hiếm bước đầu được sử dụng làm xúc tác dị thể. Lanthan là nguyên tố đất hiếm nhẹ, trữ lượng khá lớn, có tính chất xúc tác cao với giá thành thấp so với các nguyên tố đất hiếm khác. Lanthan(III) oxide thường sử dụng làm chất xúc tác, đồng xúc tác, bởi vì La2O3 có cả tính chất acid và base trong hệ xúc tác Fenton dị thể. Lanthan(III) oxide nếu được pha tạp vào sắt(III) oxide sẽ tăng cường độ bền và tăng khả năng phân hủy các hợp chất hữu cơ của Fe2O3. Trong nghiên cứu này, chúng tôi thông báo một số kết quả về điều chế vật liệu bentonite biến tính bởi hỗn hợp polycation La/Fe (La/Fe-Bent) và đánh giá hoạt tính xúc tác của sản phẩm dưới sự hỗ trợ của H2O2 thông qua khả năng phân hủy xanh methylene trong dung dịch nước. 2. PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 2.1. Nguyên liệu Trong nghiên cứu này, nguồn bentonite được sử dụng là bentonite Cổ Định - Thanh Hóa (Bent TH) đã được sơ chế, nghiền mịn, sàng qua rây 100 mesh. Sau khi làm sạch, bentonite đạt được một số tiêu chí sau: kích thước hạt đạt từ 100–200 μm, diện tích bề mặt riêng là 72,34 m2/g, dung lượng trao đổi cation là 73 mlđlg/100 gam bentonite khô. Thành phần hóa học (phần trăm khối lượng) chủ yếu gồm: SiO2 (58,94%); Al2O3 (20,25%); MgO (3,02%); K2O (1,35%) và một số oxide khác. Các hóa chất khác gồm LaCl3.6H2O, FeCl3.6H2O, Na2CO3, methylene blue (Trung Quốc) đều ở dạng tinh khiết và không cần chế hóa bổ sung. 2.2. Phương pháp điều chế Mẫu bentonite biến tính bằng polycation La/Fe được tổng hợp theo quy trình của H. Fida [2]. Quá trình điều chế được tiến hành theo 2 giai đoạn: (i) giai đoạn điều chế tác nhân biến tính: dung dịch polyoxocation La/Fe được điều chế theo phương pháp đồng thủy phân bằng cách thêm từng giọt dung dịch Na2CO3 0,5M vào 100 ml dung dịch LaCl3 0,5M và FeCl3 0,5M với tỷ lệ mol La3+/Fe3+ thay đổi (0:1; 1:3; 1:2; 1:1; 2:1; 1:0) dưới điều kiện khuấy mạnh ở nhiệt độ 60oC cho đến khi tỷ lệ mol OH–/(Fe3++La3+) là 2,0; tỷ lệ mol (Fe3++La3+)/bentonite là 10 mmol/gam và hỗn hợp được già hóa 3 giờ ở 60oC thu được dung dịch polyoxocation La/Fe; (ii) điều chế vật liệu La/Fe-Bent: thêm chậm dung dịch polyoxocation La/Fe vào huyền phù sét bentonite (1% khối lượng) dưới điều kiện khuấy mạnh ở 60oC trong 6 giờ. Sản phẩm được lọc, rửa vài lần bằng nước cất để loại bỏ hết ion Cl– dư (thử bằng dung dịch AgNO3 0,1M) và sấy mẫu ở 110oC trong 10 giờ, nghiền mịn và nung ở 400oC thu được vật liệu La/Fe-Bent. 2.3. Các phương pháp xác định đặc tính vật liệu Giản đồ nhiễu xạ tia X (XRD) của mẫu sản phẩm được ghi trên nhiễu xạ kế tia X D8 Advance–Brucker (Đức) sử dụng bức xạ 40 kV, 300 mA, quét từ 1–50o, khoảng cách lớp được xác định qua mặt (001) của giản đồ XRD; sự mất khối lượng của vật liệu theo nhiệt độ được xác định trên thiết bị phân tích nhiệt Labsys TG/DTG SETARAM (Pháp) với tốc độ nâng nhiệt 10oC/phút trong môi trường không khí từ 30oC đến 900oC. Phổ hồng ngoại (FTIR) của bentonite nguyên liệu và bentonite biến tính được xác định trên máy GX–PerkinElmer (Mỹ). Diện tích bề mặt BET của các mẫu được xác định từ đường đẳng nhiệt hấp phụ nitrogen tại 77K trên thiết bị Micromeritics (Mỹ). 2.4. Đánh giá hoạt tính xúc tác của vật liệu điều chế Hiệu quả xúc tác của La/Fe-Bent được đánh giá bởi quá trình phân hủy MB trong nước bằng cách thêm 0,1 gam vật liệu vào trong 100 ml dung dịch MB (100 mg/L). Trước khi thêm H2O2, dung dịch được khuấy khoảng 10 phút để phân tán chất xúc tác. Sau khoảng thời gian xác định, lấy khoảng 5 ml dung dịch và phân tích nước lọc bằng phổ UV-Vis (UV2650-Shimadzu, Nhật Bản) với bước sóng 665 nm. Hiệu suất phân hủy của mẫu được xác định bằng cách so sánh nồng độ MB trong dung dịch trước và sau khi phản ứng. 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 3.1. Phân tích nhiễu xạ tia X Giản đồ XRD của mẫu bentonite nguyên liệu và bentonite biến tính được chỉ ra trong Hình 1. Trong mẫu Bent TH có chứa thành phần chính là montmorillonite (MMT) với pic đặc trưng ở 2θ = 5,95o (d = 14,83Å), 19,68o; 35,61o. Từ giá trị d001 cho biết, bentonite Thanh Hóa thuộc loại bentonite kiềm thổ chứa chủ yếu là cation Mg2+, Ca2+,[5]. Bên cạnh các pic đặc trưng của MMT còn có một số pic của các tạp chất như quartz, nacrite, antigorite [2, 4]. Trong mẫu La-Bent, xuất hiện một số pic mới ở 2θ = 28,66o; 33,19o cho thấy lanthan đã được đưa vào giữa lớp sét [2, 6]. Trong mẫu Fe-Bent với các pic nhiễu xạ có cường độ rất yếu cho thấy, khi polycation sắt biến tính có thể gây ra sự bóc tách lớp sét [2, 4, 5]. Tuy nhiên, trong mẫu La/Fe-Bent xuất hiện thêm một số pic ở 2θ = 20,89o; 24,48o; 31,03o; 35,52o; tương tự như phổ XRD chuẩn của Fe2O3 (JCPDS card No. 033-0664) [2, 7] và pic phổ ở 2θ = 28,56o; 30,58o; cho thấy tín hiệu tồn tại của La2O3 (JCPDS card No. 54-0213) [2, 6]. So sánh với mẫu bentonite nguyên khai chỉ ra trong Hình 1 có thể nhận định rằng quá trình biến tính bentonite bằng tác nhân polycation La/Fe đã thành công với các pic phổ XRD đặc trưng cho từng loại vật liệu. Hình 1. Giản đồ XRD của các mẫu bentonite nguyên liệu và bentonite biến tính. 3.2. Phổ FTIR Phổ FTIR của mẫu Bent TH và La/Fe-Bent với các pic đặc trưng được đưa ra trong Hình 2 cho thấy rằng, pic 3672 cm–1 và 3649 cm–1 đặc trưng cho dao động hóa trị của nhóm –OH liên kết với các kim loại trong lớp sét (Al3+, Fe3+, Mg2+,) của bát diện. Dao động hóa trị và dao động biến dạng của nhóm –OH trong phân tử nước tự do hoặc hấp phụ trên bề mặt hoặc giữa lớp xuất hiện ở vị trí 3161 cm–1 và 1649 cm–1. Pic ở 1023 cm–1 đặc trưng cho dao động hóa trị Si–O trong tứ diện. Pic này có số sóng càng thấp khi sét bentonite có hàm lượng sắt càng cao [4]. Đối chiếu với phổ FTIR của bentonite Bình Thuận [8], pic này xuất hiện ở vị trí 1035 cm–1, như vậy bentonite Thanh Hóa chứa nhiều sắt hơn so với bentonite Bình Thuận. Dao động biến dạng của Si–O xuất hiện ở vị trí 453 cm–1. Pic ở 819 cm–1 đặc trưng cho dao động biến dạng của Fe–Fe–OH. Pic 671 cm–1 ứng với dao động của Al–Fe–OH [4]. Như vậy, dựa vào phổ FTIR có thể kết luận rằng bentonite Thanh Hóa có hàm lượng sắt cao hơn so với bentonite Bình Thuận. Mẫu La/Fe-Bent có các pic phổ hấp phụ tương tự mẫu Bent TH, tuy nhiên pic phổ ở 1023 cm–1 chuyển dịch về 1033 cm–1 cho thấy sự có mặt của các dạng tồn tại của lanthan và sắt trong cấu trúc MMT [2, 8]. Hình 2. Phổ FTIR của mẫu Bent TH và La/Fe-Bent 3.3. Đường hấp phụ - giải hấp phụ N2 Tính chất bề mặt và cấu trúc mao quản của vật liệu bentonite được nghiên cứu bằng phương pháp hấp phụ – khử hấp phụ N2 ở 77K. Hình 3 trình bày được đẳng nhiệt hấp phụ – khử hấp phụ N2 và đường phân bố kích thước lỗ xốp của mẫu bentonite Thanh Hóa và bentonite biến tính. Từ Hình 3 cho thấy những thay đổi về tính chất bề mặt của bentonite sau khi biến tính bằng tác nhân lanthan và sắt. Diện tích bề mặt của mẫu La/Fe-Bent tăng lên 90,03 m2/g so với Bent TH (72,34 m2/g), khi thêm lanthan vào thì diện tích bề mặt giảm, trong khi thêm sắt vào thì diện tích bề mặt tăng so với bentonite nguyên liệu. Kết quả này phù hợp với phân tích XRD chỉ ra trong Hình 1. Diện tích bề mặt, thể tích lỗ xốp và kích thước lỗ xốp được chỉ ra trong Bảng 1. Kết quả nghiên cứu này phù hợp với một số công bố trước đây [2, 4, 7, 8]. Hình 3. Đường đẳng nhiệt hấp phụ - khử hấp phụ N2 (a) và đường phân bố kích thước lỗ xốp (b) của mẫu bentonite nguyên liệu và bentonite biến tính. Bảng 1. Các thông số đặc trưng cho tính chất bề mặt và cấu trúc mao quản của bentonite và bentonite biến tính. Mẫu SBET (m2/g) Smic (m2/g) Sext (m2/g) Vp (cm3/g) Dmax,PB (nm) Bent TH 72,34 40,52 31,82 0,089 3,8 Bent TH [4] 70,26 23,64 46,63 0,139 3,9 La-Bent 45,15 14,36 30,79 0,084 3,7 Fe-Bent 164,59 8,22 156,37 0,168 4,3 La/Fe-Bent 90,03 - - 0,177 7,6 3.4. Phân tích nhiệt Độ bền nhiệt của bentonite và bentonite biến tính được khảo sát bằng phân tích trọng lượng nhiệt. Kỹ thuật TG–DTG là kỹ thuật phân tích hiệu quả để khảo sát quá trình dehydrat, dehydroxyl và sự biến đổi cấu trúc của vật liệu bentonite [4, 8, 9]. Hình 4 là giản đồ TG và DTG của mẫu bentonite và bentonite biến tính. Hình 4. Giản đồ TG và DTG của bentonite nguyên liệu và bentonite biến tính. Từ Hình 4 nhận thấy rằng, trong khoảng nhiệt độ từ 30–200oC là giai đoạn mất khối lượng trên đường TG do quá trình giải hấp phụ nước hấp phụ vật lý trên bề mặt lớp sét hoặc nước hấp phụ bề mặt trong của lớp sét (Bent TH: 10,76%; La-Bent: 9,96%; Fe-Bent: 11,09%; La/Fe-Bent: 10,41%). Giai đoạn mất khối lượng trong khoảng nhiệt độ từ 200–600oC được quy gán cho quá trình mất nước hydrat cation vô cơ hoặc nhóm hydroxyl trong polyoxocation kim loại nằm ở lớp giữa sét bentonite (Bent TH: 3,55%; La-Bent: 3,66%; Fe-Bent: 7,83%; La/Fe-Bent: 7,25%). Giai đoạn mất khối lượng trên 600oC được quy gán cho quá trình tách nhóm –OH của lớp aluminosilicate với khối lượng mất khoảng 2,34% (Bent TH); 2,63% (La-Bent); 0,62% (Fe-Bent); 1,77% (La/Fe-Bent) [4]. 3.5. Ảnh hưởng của một số thông số đến khả năng phân hủy MB 3.5.1. Đánh giá hiệu quả phân hủy MB của sản phẩm điều chế Kết quả đánh giá hiệu quả xúc tác của bentonite nguyên liệu và bentonite biến tính đối với sự phân hủy MB được chỉ ra trong Hình 5 cho thấy rằng, các mẫu Bent TH, La-Bent, Fe-Bent có hiệu suất xử lý nhỏ hơn 50% lượng MB trong dung dịch khi có mặt H2O2 và không có H2O2. Trong khi đó, mẫu La/Fe-Bent có thể xử lý trên 99% lượng MB trong dung dịch khi có mặt H2O2. Điều này cho thấy, La/Fe-Bent là chất xúc tác Fenton dị thể có ái lực cao trong phân hủy chất màu hữu cơ [2]. 3.5.2. Ảnh hưởng của pH Hiệu suất xử lý MB trong nước bằng vật liệu La/Fe-Bent được chỉ ra trong Hình 6 cho thấy, khả năng xử lý gần như hoàn toàn trong khoảng pH từ 2 đến 7. Xu hướng biến đổi này tương tự như hệ Fenton đồng thể, tuy nhiên, khác với quá trình Fenton đồng thể là hiệu quả vẫn đạt trên 97% khi pH = 7. Khi pH > 8, hiệu suất xử lý giảm đi đáng kể. Ở pH cao, hiệu quả của chất xúc tác giảm đáng kể là do tính không bền của H2O2 và khả năng oxy hóa thấp của gốc hydroxyl trong dung dịch kiềm. Hình 5. Hiệu suất phân hủy MB của bentonite và bentonite biến tính. Hình 6. Hiệu suất xử lý MB trong nước của La/Fe-Bent phụ thuộc vào pH dung dịch. Quá trình Fenton phụ thuộc chủ yếu vào pH dung dịch là do ảnh hưởng dạng tồn tại của sắt và hydro peroxide. Theo S. Parsons [10], pH tối ưu cho phản ứng Fenton đồng thể là 3,0 và khả năng xúc tác của hệ Fenton giảm khi pH cao là sự tạo thành các dạng sắt oxohydroxide và kết tủa hydroxide của sắt không hoạt động. Trong trường hợp này, các gốc hydroxyl ít được tạo thành do các loại ion sắt hoạt động không có sẵn trong dung dịch. Ngược lại, trong khoảng pH ≤ 3, ion Fe3+ dễ tái hòa tan và do đó không tham gia vào quá trình khử. Trong đó, Fe2+ hòa tan dễ dàng đồng kết tủa với Fe3+ oxohydroxide khi cả 2 ion này xuất hiện ở pH trung hòa và pH cao [11]. Phản ứng Fenton có hiệu quả cao trong môi trường acid (pH ≈ 3) giúp cho các loại Fe3+ tan trong dung dịch. Hơn nữa, sự tự phân hủy của H2O2 tăng và khả năng oxy hóa của gốc HO• giảm ở pH cao [12]. Ở pH rất thấp, các dạng ion phức sắt [Fe(H2O)6]2+ tồn tại gây cản trở khả năng phản ứng với H2O2 so với các dạng tồn tại khác [13]. Hơn nữa, khi nồng độ ion H+ cao thì H2O2 dễ hình thành ion oxonium [H3O2]+ bền. Ion oxonium làm cho H2O2 bền hơn và làm giảm khả năng phản ứng của nó với các ion sắt trong dung dịch [2, 12]. H2O2 + H+ → [H3O2]+ (1) 3.5.3. Ảnh hưởng của lượng chất xúc tác đến khả năng phân hủy MB Ảnh hưởng của lượng chất xúc tác đến khả năng phân hủy MB của La/Fe-Bent được chỉ ra trong Hình 7. Kết quả cho thấy hiệu suất phân hủy MB bị ảnh hưởng đáng kể khi lượng chất xúc tác thay đổi từ 0,25 đến 1,0 g/L. Khi lượng chất xúc tác tăng từ 0,25 gam đến 1,0 gam/L thì hiệu suất xử lý tăng từ 34,19% lên 99,21%. Sự gia tăng lượng chất xúc tác dẫn đến tăng số lượng chất hấp phụ sẵn có và tâm xúc tác đối với sự phân hủy MB [2]. Tuy nhiên, hiệu suất phân hủy MB gần như không đổi khi lượng La/Fe-Bent tăng lên đến 2,0 g/L. Lý do, có thể khi gia tăng lượng La/Fe-Bent, nồng độ các dạng tồn tại của sắt trong dung dịch tăng lên. Sự dư thừa ion sắt trong quá trình Fenton dị thể có thể đóng vai trò là chất thải, cản trở khả năng phân hủy chất màu khi lượng chất lớn hơn 1 g/L. 3.5.4. Ảnh hưởng của lượng chất H2O2 đến sự phân hủy MB Hình 8 cho thấy ảnh hưởng của nồng độ H2O2 đến khả năng phân hủy MB bằng vật liệu La/Fe-Bent. Hiệu suất loại bỏ MB của La/Fe-Bent tăng khi nồng độ H2O2 thay đổi từ 5 đến 30 mM. Nồng độ H2O2 nhỏ hơn 30 mM không đủ để tạo ra gốc HO•, do vậy làm chậm tốc độ oxy hóa và làm giảm hiệu quả xử lý. Khi nồng độ H2O2 tăng từ 30 đến 60 mM thì hiệu suất xử lý MB của La/Fe-Bent thay đổi không đáng kể và có xu hướng giảm. Khi nồng độ H2O2 tăng dẫn đến giảm tốc độ phân hủy tạo ra gốc HO• bởi vì H2O2 phản ứng với gốc HO•. Gốc HO• phản ứng với H2O2 hình thành gốc HO2• ít có khả năng phản ứng hơn so với gốc HO• chỉ ra trong phản ứng (2) và (3). Do đó, trong các nghiên cứu tiếp theo nồng độ H2O2 được sử dụng là 30 mM. H2O2 + HO• → HOO• + H2O (2) HOO• + HO• → H2O + O2 (3) Hình 7. Ảnh hưởng của lượng chất xúc tác đến khả năng xử lý MB. Hình 8. Ảnh hưởng của lượng H2O2 đến khả năng phân hủy MB của hệ La/Fe-Bent/H2O2. 3.5.5. Ảnh hưởng của tỷ lệ mol La và Fe Hiệu quả phân hủy MB của La/Fe-Bent so với Bent-TH, La-Bent và Fe-Bent được chỉ ra trong Hình 9a cho thấy mẫu chứa đồng thời La và Fe có khả năng phân hủy MB trong nước đạt hiệu suất 97,97% và cao hơn nhiều so với các mẫu còn lại. Để chứng minh ảnh hưởng của tỷ lệ mol Fe và La trong chất xúc tác La/Fe-Bent được trình bày trong Hình 9b. Hiệu suất phân hủy MB của mẫu La/Fe-Bent với tỷ lệ mol Fe/La là 3/1 và 2/1 gần bằng nhau và đạt trên 97%. Do vậy, tỷ lệ mol Fe/La trong La/Fe-Bent là 3/1 được sử dụng để tối ưu hóa điều kiện điều chế chất xúc tác với tỷ lệ mol khác nhau. Ảnh hưởng xúc tác của mẫu La/Fe-Bent có thể được giải thích dựa trên tính acid – base của lanthan(III) oxide trong hệ xúc tác dị thể. Oxygen mạng lưới bề mặt tinh thể trong La2O3 là tâm base Lewis, trong khi đó ion kim loại lanthan là tâm acid Lewis [14]. Acid Lewis có thể xúc tác cho phản ứng oxy hóa do sự tạo thành sản phẩm cộng acid – base với chất nền hoặc với tác nhân oxy hóa [15]. Hơn nữa, La2O3 là một oxide bền làm giảm năng lượng hình thành oxygen – lỗ trống. Tuy nhiên, hóa trị của chất pha tạp phải thấp hơn hoặc bằng hóa trị của lanthan hoặc enthalpy và năng lượng tự do Gibbs của chất pha tạp phải kém bền hơn [16]. Trong trường hợp La/Fe-Bent, Fe là đa hóa trị và enthalpy hình thành oxide của sắt(III) (-826,2 kJ/mol) thấp hơn (-1791,6 kJ/mol) của La2O3 [17]. Do đó, độ bền và hiệu quả xúc tác của La/Fe-Bent do đóng góp của tỷ lệ mol Fe/La trong La/Fe-Bent và ảnh hưởng của quá trình đồng kết hợp của chúng đối với sự phân hủy MB [2]. Hình 9. Ảnh hưởng của tỷ lệ Fe/La trong La/Fe-Bent đến khả năng phân hủy MB. 4. KẾT LUẬN Chất xúc tác Fenton dị thể được điều chế là La/Fe-Bent và đánh giá khả năng xử lý MB trong nước. Các phương pháp phân tích hóa lý như XRD, TG-DTG, FTIR và BET chứng minh quá trình biến tính bentonite bằng polycation La/Fe đã thành công với các pic đặc trưng của La2O3 và Fe2O3 chỉ ra trong phổ XRD, các pic phổ dao động đặc trưng của tác nhân điều chế được chỉ ra trong phổ FTIR. Ảnh hưởng của một số thông số đến khả năng phân hủy MB của vật liệu như pH, lượng chất xúc tác, lượng H2O2, tỷ lệ mol Fe/La cho thấy hiệu suất loại bỏ MB của vật liệu trên 97% (nồng độ MB là 100 mg/L) khi pH = 3-7; lượng chất xúc tác là 1 g/L; lượng H2O2 là 30 mM và tỷ lệ Fe/La là 3/1. Hiệu quả phân hủy của La/Fe-Bent là do sự tham gia của lanthan(III) oxide với cả tính acid và base Lewis. TÀI LIỆU THAM KHẢO A. Ajmal, I. Majeed, R.N. Malik, H. Idrissc, M.A. Nadeem (2014). Principles and mechanisms of photocatalytic dye degradation on TiO2 based photocatalysts: a comparative overview. RSC Advances, 4 (70), 37003-37026. H. Fida, G. Zhang, S. Guo, A. Naeem (2017). Heterogeneous Fenton degradation of organic dyes in batch and fixed bed using La-Fe montmorillonite as catalyst. Journal of Colloid and Interface Science, 490, 859-868. W. Jiang, w. Zhu, H. Li, Y. Chao, S. Xun, Y. Chang, H. Liu, Z. Zhao (2014). Mechanism and optimization for oxidative desulfurization of fuels catalyzed by Fenton-like catalysts in hydrophobic ionic liquid. Journal of Molecular Catalysis A: Chemical, 382, 8-14. Lê Thị Mỹ Linh (2016). Nghiên cứu biến tính bentonit Cổ Định và ứng dụng trong xúc tác - hấp phụ. Luận án Tiến sĩ Hóa học, Trường Đại học Sư phạm - Đại học Huế. L.G. Yan, Y.Y. Xu, H.Q. Yu, X.D. Xin, Q. Wei, B. Du (2010). Adsorption of phosphate from aqueous solution by hydroxy-aluminum, hydroxy-iron and hydroxy-iron–aluminum pillared bentonites. Journal of Hazardous Materials, 179, 244-250. L. Song, P. Du, J. Xiong, X. Fan, Y. Jiao (2012). Preparation and luminescence properties of terbium-doped lanthanum oxide nanofibers by electrospinning. Journal of Luminescence, 132, 171-174. Y.J. Wang, F. Ji, W. Wang, C.J. Yuan, Z.H. Hu (2016). Removal of roxarsone from aqueous solution by Fe/La-modified montmorillonite. Desalination and Water Treatment, 57 (43), 20520-20533. Bùi Văn Thắng (2012). Nghiên cứu điều chế, tính chất của vật liệu bentonit biến tính và ứng dụng hấp phụ phốtphat trong nước. Luận án Tiến sĩ Hóa học, Viện Công nghệ - Xạ hiếm, Viện Năng lượng Nguyên tử Việt Nam. Bùi Văn Thắng, Nguyễn Thị Lệ Vân (2015). Ảnh hưởng của nồng độ cetyl trimetylamoni bromua đến cấu trúc vật liệu bentonit hữu cơ. Tạp chí Khoa học - Trường Đại học Đồng Tháp, Số 12 (4), 88-85. S. Parsons (2004). Advanced Oxidation Processes for Water and Wastewater Treatment. IWA Publishing, London. E.L. Kochany, J. Kochany (2008). Effect of humic substances on the Fenton treatment of wastewater at acidic and neutral pH". Chemosphere, 73, 745-750. A. Babuponnusami, K. Muthukumar (2014). A review on Fenton and improvements to the Fenton process for wastewater treatment. Journal of Environmental Chemical Engineering, 2, 557-572. X.R. Xu, X.Z. Li, H.B. Li (2009). Degradation of melatonin by UV, UV/H2O2, Fe2+/H2O2 and UV/Fe2+/H2O2 processes. Separation and Purification Technology, 68, 261–266. H.V. Lee, J.C. Juan, Y.H. Taufiq-Yap (2015). Preparation and application of binary acid–base CaO–La2O3 catalyst for biodiesel production. Renewable Energy, 74, 124-132. C. Avelino, G. Hermenegildo (2002). Lewis acids as catalysts in oxidation reactions: from homogeneous to heterogeneous systems. Chemical Reviews, 102, 3837-3892. B. Li, H. Metiu (2010). DFT Studies of Oxygen Vacancies on Undoped and Doped La2O3 Surfaces. Journal of Physical Chemistry C, 114 (28), 12234–12244. J.H. Cheng, A. Navrotsky, X.D. Zhou, H.U. Anderson (2011). Enthalpies of Formation of LaMO3 Perovskites (M = Cr, Fe, Co, and Ni). Journal of Materials Research, 20, 191-200.