Nghiên cứu, chế tạo vật liệu xử lý nhóm nitơ trong môi trường nước trên cơ sở biến tính quặng pyrolusit tự nhiên

MỤC LỤC
MỞ ĐẦU 1
CHƯƠNG 1 3
TỔNG QUAN 3
1.1. Tổng quan về tình hình ô nhiễm amoni và nitrit trong môi trường nước trên Thế
giới và Việt Nam. 3
1.1.1. Tình hình ô nhiễm amoni và nitrit trong môi trường nước trên Thế giới 3
1.1.2. Tình hình ô nhiễm amoni và nitrit trong môi trường nước ở Việt Nam 4
1.2. Các phương pháp xử lý nitơ trong môi trường nước 8
1.2.1. Phương pháp Clo hoá 10
1.3.2. Phương pháp đuổi khí 10
1.2.3. Phương pháp Ozon hoá 11
1.2.4. Phương pháp sinh học 11
1.2.5. Phương pháp trao đổi ion 12
1.3. Tổng quan về một số phương pháp chế tạo vật liệu từ quặng (Laterit, bentonit,
diatomit, pyrolusit) trên Thế giới và Việt Nam 12
1.4. Tình hình nghiên cứu vật liệu có nguồn gốc tự nhiên để xử lý nhóm amoni
(Laterit, bentonit, diatomit, pyrolusit…) trong môi trường nước. 23
1.5. Đặc tính quặng Pyrolusit tự nhiên 24
CHƯƠNG 2 27
ĐỐI TƯỢNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 27
2.1. Đối tượng nghiên cứu 27
2.1.1. Biến tính quặng Pyrolusit 27


2.1.2. Nước chứa amoni và nitrit (mẫu giả và mẫu nước thải công ty phân đạm Hà
Bắc) 27
2.2. Phương pháp nghiên cứu 27
2.2.1. Phương pháp tổng quan tài liệu 27

2.2.2. Điều tra thực địa, lấy mẫu 28
2.2.1. Nghiên cứu thực nghiệm 28
2.2.4. Phương pháp phân tích, so sánh đánh giá kết quả 32
CHƯƠNG 3 33
KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN 33
3.1. Kết quả khảo sát đặc tính quặng Pyrolusit tự nhiên và khả năng hấp phụ amoni,
nitrit 33
3.1.1. Khả năng hấp phụ amoni và nitrit của quặng Pyrolusit 33
3.2. Kết quả biến tính quặng Pyrolusit 34
3.2.1. Kết quả chế tạo vật liệu 34
3.2.2. Cấu trúc bề mặt vật liệu 35
3.2.3. Kết quả đánh giá vật liệu biến tính 36
3.3. Kết quả khảo sát khả năng xử lý của quặng Pyrolusit biến tính 37
3.3.1. Kết quả khảo sát ảnh hưởng của thời gian đến hiệu quả xử lý nitrit và amoni 37
3.3.2. Kết quả khảo sát ảnh hưởng pH đến hiệu quả xử lý nitrit và amoni 44
3.3.3. Động học quá trình xử lý amoni và nitrit bằng quặng biến tính 52
3.4. Kết quả mô hình thử nghiệm xử lý amoni và nitrit bằng vật liệu (quy mô phòng
thí nghiệm) 56


3.4.1. Kết quả đánh giá khả năng xử lý amoni và nitrit trong mẫu giả của hệ thí
nghiệm 57
3.4.2. Kết quả đánh giá khả năng xử lý amoni và nitrit trong mẫu nước thải của hệ
thí nghiệm 59
3.5. Đánh giá các kết quả nghiên cứu và đề xuất áp dụng 61
KẾT LUẬN VÀ KHUYẾN NGHỊ 62
Kết luận 62
Khuyến nghị 63
TÀI LIỆU THAM KHẢO 64
PHỤ LỤC 2 70

DANH MỤC BẢNG
Bảng 3. 1. Kết quả xử lý của vật liệu chưa biến tính trong các khoảng thời gian 33
Bảng 3. 2. Diện tích bề mặt riêng của quặng trước và sau biến tính 36
Bảng 3. 3.Hiệu suất xử lý nitrit và amoni phụ thuộc vào thời gian bằng vật liệu
biến tính nhiệt 38
Bảng 3. 4. Hiệu suất xử lý nitrit và amoni phụ thuộc vào thời gian bằng vật liệu
biến tính axit HCl 39
Bảng 3. 6. Hiệu suất xử lý nitrit và amoni phụ thuộc vào thời gian bằng vật liệu
biến tính bazơ NaOH 43
Bảng 3. 7. Hiệu suất xử lý nitrit và amoni phụ thuộc vào pH bằng vật liệu biến
tính nhiệt 44
Bảng 3. 8. Hiệu suất xử lý nitrit và amoni phụ thuộc vào pH bằng vật liệu biến
tính axit HCl 46

Bảng 3. 9. Hiệu suất xử lý nitrit và amoni phụ thuộc vào pH bằng vật liệu biến
tính axit HNO
3
48
Bảng 3. 10. Hiệu suất xử lý nitrit và amoni phụ thuộc vào pH bằng vật liệu
biến tính bazơ NaOH 50
Bảng 3. 11. Kết quả khảo sát dung lượng hấp phụ của quặng biến tính bazơ với
amoni 53
Bảng 3. 12. Kết quả khảo sát dung lượng hấp phụ của quặng biến tính axit với
nitrit 55
Bảng 3. 13. Kết quả khảo sát với khả năng xử lý amoni bằng mẫu giả 57
Bảng 3. 14. Kết quả khảo sát với khả năng xử lý nitrit bằng mẫu giả 58
Bảng 3. 15. Kết quả khảo sát với khả năng xử lý amoni bằng nước thải 59
Bảng 3.16. Kết quả khảo sát với khả năng xử lý nitrit bằng nước thải 60





DANH MỤC HÌNH
Hình 1. 2 Hàm lượng NH
4
+
trên sông Cầu đoạn chảy qua Thái Nguyên năm 2008 7
Hình 1. 3 Hàm lượng N-NH
4
+
trên sông Nhuệ giai đoạn qua 2007 – 2009. 7
Hình 1. 4 Diễn biến hàm lượng NH
4

+
trung bình trong nước biển ven bờ tại một số
khu vực ven biển giai đoạn 2005-2009. 8
Hình 2.1. Quy trình biến tính pyrolusit để xử lý amoni và nitrit 30
Hình 3. 1 Biểu đồ khả năng hấp phụ nitrit và amoni bằng vật liệu chưa biến tính 34
Hình 3. 2 Ảnh chụp SEM của vật liệu để xử lý amoni, nitrit 35
Hình 3. 5 Biểu đồ về hiệu suất xử lý nitrit và amoni theo pH bằng vật liệu biến tính
axit HCl 40
Hình 3. 6 Biểu đồ về hiệu suất xử lý nitrit và amoni theo thời gian bằng vật liệu biến
tính axit HNO
3
42
Hình 3. 7 Biểu đồ về hiệu suất xử lý nitrit và amoni theo thời gian bằng vật liệu biến
tính bazơ 43
Hình 3. 8 Biểu đồ về hiệu suất xử lý nitrit và amoni theo pH 45
Hình 3. 9 Biểu đồ về hiệu suất xử lý nitrit và amoni theo pH 47
Hình 3. 10 Biểu đồ về hiệu suất xử lý nitrit và amoni theo pH bằng vật liệu biến tính
axit 49
Hình 3. 11 Biểu đồ về hiệu suất xử lý nitrit và amoni theo pH bằng vật liệu biến tính
bazơ NaOH 51
Hình 3. 12 Đồ thị dạng tuyến tính biểu diễn mối quan hệ C
e
/q
e
và C
e
theo hấp phụ
đẳng nhiệt Langmuir và mối quan hệ lgq
e
và lgC

e
theo hấp phụ đẳng nhiệt
Freundlich 54
Hình 3. 13 Đồ thị dạng tuyến tính biểu diễn mối quan hệ C
e
/q
e
và C
e
theo hấp phụ
đẳng nhiệt Langmuir và mối quan hệ lgq
e
và lgC
e
theo hấp phụ đẳng nhiệt
Freundlich 55
Hình 3.14 Kết quả khảo sát khả năng xử lý động đối với amoni bằng mẫu giả 57
Hình 3. 15 Kết quả khảo sát khả năng xử lý động đối với nitrit bằng mẫu giả 58


Hình 3.16 Kết quả khảo sát khả năng xử lý động đối với amoni bằng nước thải 59
Hình 3.17. Kết quả khảo sát khả năng xử lý động đối với nitrit bằng nước thải 60

MỘT SỐ KÝ HIỆU VIẾT TẮT

AOPs: Quá trình oxi hóa cấp tiến
BET: Brunauer Emmett Teller (Xác định diện tích bề mặt, kích thước lỗ mao
quản)
BTNMT: Bộ Tài nguyên môi trường
KCN: Khu công nghiệp
SEM: Scanning Electron Microscope (Kính hiển vi điện tử quét)
QCVN: Quy chuẩn Việt Nam
1
MỞ ĐẦU
Xử lý ô nhiễm nitrit và amonitrong môi trường nước nói chung và trong
nước thải công nghiệp của một số ngành đặc thù (sản xuất hóa chất phân bón, thủy

tinh, gốm sứ, ) nói riêng đang là vấn đề rất được được quan tâm nghiên cứu và
triển khai áp dụng.
Có rất nhiều phương pháp để tách loại amoni, nitrit trong nước thải như
phương pháp trao đổi ion, hấp phụ Trong đó, phương pháp hấp phụ là phương
pháp được áp dụng rộng rãi với nguồn vật liệu đa dạng và phong phú. Sử dụng vật
liệu có nguồn gốc tự nhiên như bentonit, zeolit, pyrolusit, để loại bỏ chúng đã và
đang được nhiều nhà khoa học quan tâm. Biến tính vật liệu từ hiệu quả xử lý thấp
thành xử lý triệt để (theo tiêu chuẩn cho phép) là công nghệ đang được phát triển
trên thế giới và ở Việt Nam, đặc biệt lựa chọn công nghệ biến tính phù hợp để xử lý
đồng thời các chất độc hại là giảm đáng kể.
Nghiên cứu sử dụng các dạng oxit, hyđroxit của các kim loại có hoá trị cao
để loại bỏ As(III), As(V), F
-
, PO
4
3-
… trong các nguồn nước ô nhiễm cho thấy, các
dạng ôxit và hydroxit của Fe, Al, Zr,Ti…có ái lực đặc biệt với các anion trên. Tuy
nhiên việc sử dụng trực tiếp các hợp chất này sẽ có chi phí cao và khó khăn trong
ứng dụng qui mô công nghiệp. Hướng đi mới trong nghiên cứu này là cố định các
ion kim loại lên các quặng tự nhiên có dung lượng hấp phụ thấp (laterit,
pyrolusit…) và chuyển hoá thành các dạng ôxit, hydroxit hoạt tính cao để tạo vật
liệu hấp phụ mới. Khi các ion kim loại được giữ trên chất mang sẽ làm thay đổi tính
chất hấp phụ theo hướng tăng cường độ chọn lọc, nâng cao tải trọng hấp phụ và
thuận tiện trong thao tác đồng thời giảm chi phí. Mặt khác, sử dụng các quặng tự
nhiên (laterit, pyrolusit…) sẵn có ở phía bắc Việt Nam, giá thành thấp và có khả
năng tái sinh, không gây ô nhiễm thứ cấp sẽ là một giải pháp tối ưu. Đặc biệt, đối
với các cơ sở sản xuất có nguồn thải nitrat, nitrit, amoni cao cần thiết có hệ thống
xử lý kết hợp với hệ thống phân loại và tái sử dụng nước thải.
Pyrolusit là loại khoáng chất có nhiều ở phía bắc Việt Nam, đặc biệt vùng Cao

Bằng. Việc nghiên cứu, sử dụng pyrolusit trong lĩnh vực xúc tác, quá trình oxi hóa
cấp tiến (AOPs) và trong xử lý môi trường đã chỉ được thực hiện tuy nhiên các ứng
2
dụng còn hạn chế. Pyrolusit chứa chủ yếu MnO
2
và Fe
2
O
3
là một hỗn hợp lai giữa
hóa trị 3 và 4, việc đồng kết tủa hai oxit này để chúng nằm xen kẽ với nhau, tạo ra
các tâm hoạt động mạnh. Khi hoạt hóa bề mặt pyrolusit và pha tạp (dopping) các
nguyên tố khác vào cùng sắt oxit và mangan oxit cũng là hướng đi rất mở và có
nhiều triển vọng. MnO
2
hoạt động không những là chất hấp thụ tốt mà còn có thể
đóng vai trò như một chất oxi hóa mạnh để oxi hóa NH
4
+
thành nitơ và MnO
2
có
khả năng oxi hóa rất mạnh ở môi trường kiềm, đặc biệt khi ở dạng nano, MnO
2
và
Fe
2
O
3
còn có các tính chất ưu việt khác trong xử lý các đối tượng khác như F

-
,
As,
Pyrolusit sau biến tính có khả năng xử lý các thành phần như asen, flo, trong
môi trường nước rất hiệu quả, đặc biệt nitrit, amoni. Đây là hướng chế tạo vật liệu
mới. Chính vì vậy, đề tài “Nghiên cứu, chế tạo vật liệu biến tínhxử lý nhóm nitơ
trong môi trường nước trên cơ sở biến tính quặng pyrolusittự nhiên” được thực
hiện. Với mục tiêu nhằm góp phần đưa ra một giải pháp kỹ thuật để giảm thiểu ô
nhiễm cho môi trường nước nói chung và nước thải chứa thành phần amoni và nitrit
do sản xuất hóa chất phân bón, gốm sứ nói riêng.
Nội dung nghiên cứu bao gồm:
 Nghiên cứu, chế tạo vật liệu biến tính trên cơ sở nhiệt hóa và hóa học
quặng pyrolusit để xử lý amoni và nitrit
 Ứng dụng vật liệu đã nghiên cứu trong xử lý nước ô nhiễm amoni và
nitrit mẫu tự chế trong phòng thí nghiệm.
 Áp dụng mô hình xử lý nước thải chứa amoni và nitrit trong phòng thí
nghiệm và đề xuất giải pháp phù hợp để loại amoni và ntrit trong nước mẫu
thực tế.
 Áp dụng mô hình xử lý nước thải chứa amoni và nitrit trong phòng thí
nghiệm và đề xuất giải pháp phù hợp để loại amoni và ntrit trong nước.

3
CHƯƠNG 1
TỔNG QUAN
1.1. Tổng quan về tình hình ô nhiễm amoni và nitrit trong môi trường nước
trên Thế giới và Việt Nam.
1.1.1. Tình hình ô nhiễm amoni và nitrit trong môi trường nước trên Thế giới
Amoni có mặt trong nước ngầm là do kết quả của quá trình phân huỷ yếm khí
các hợp chất hữu cơ trong tự nhiên và cũng do các nguồn thải hữu cơ từ các hoạt
động của con người. Nồng độ amoni cao từ 1-10mmol/L đã được tìm thấy ở các

tầng chứa nước bị nhiễm bẩn do sự rò rỉ từ trong đất và trong các hoạt động thải
nước thải nồng độ amoni cao.
Ô nhiễm nước đang là vấn đề đáng báo động trên thế giới hiện nay. Đặc biệt là
các nước phát triển. Cùng với sự phát triển thì các khu công nghiệp, nhà máy… đã
thải ra môi trường hàng loạt lượng chất thải độc hại.
Theo đánh giá của nhiều báo cáo đánh giá và hội thảo khoa học thì tình trạng ô
nhiễm amoni trong nước ngầm đã được phát hiện tại nhiều nơi trên thế giới. Không
chỉ ở Việt Nam tình hình ô nhiễm xảy ra nghiêm trọng mà ở các nước trên thế giới
tình hình ô nhiễm cũng xảy ra với các nồng độ ô nhiễm khác nhau. Ví dụ, nồng độ
amoni của nước bề mặt trong South Pennies (27 µeq L
-1
); Snowdonia (5,9 µeq L
-1
);
Galloway (4,6 µeq L
-1
); and Mournes (11 µeq L
-1
) [28]. Nồng độ amoni trong nước
thải ở Korea nằm trong phạm vi từ 800-3000mg/L [6].
Theo nghiên cứu của trường Đại học Nông nghiệp Trung Quốc, các chất ô
nhiễm chứa ion Amoni và nitơ từ nước thải của ngành nông nghiệp, và công nghiệp
ở Trung Quốc đã tăng hơn một nửa trong 30 năm qua (đến năm 2010), làm dấy lên
lo ngại về môi trường đang xuống cấp của quốc gia này [10].
Đã có nhiều công trình khoa học sử dụng kỹ thuật đồng vị kết hợp với các
phương pháp khác để nghiên cứu về nguồn gốc ô nhiễm Amoni cũng như sự di
chuyển của chất này từ trong môi trường đất vào nước ngầm thông qua các quá
trình biến đổi các hợp chất nitơ.

4

1.1.2. Tình hình ô nhiễm amoni và nitrit trong môi trường nước ở Việt Nam
Hiện nay ở Việt Nam, mặc dù các cấp, các ngành đã có nhiều cố gắng trong
việc thực hiện chính sách và pháp luật về bảo vệ môi trường, nhưng tình trạng nước
thải chưa xử lý, xử lý chưa đạt hiệu quả gây ô nhiễm là vấn đề rất đáng lo ngại.
Khoảng hơn 1 triệu m
3
nước thải/ngày được xả thẳng ra các nguồn tiếp nhận
không qua xử lý đã gây ra ô nhiễm môi trường nước mặt.Chất lượng nước mặt tại
những vùng chịu tác động của nguồn thải đã suy thoái, đặc biệt tại các lưu vực
sông: Đồng Nai, Cầu và Nhuệ - Đáy.
Sự ra đời và hoạt động của các KCN gắn liền với việc tiêu thụ một lượng nước
và thải ra môi trường lượng nước thải rất lớn có mức độ ô nhiễm cao. Tuy nhiên,
cho đến nay phần lớn các KCN ở nước ta đều chưa có hệ thống xử lý nước thải tập
trung hoàn chỉnh và vận hành đúng quy trình, chỉ có một số ít KCN có trạm xử lý
nước thải tập trung như: KCN Loteco (Đồng Nai), KCN Biên Hòa (Đồng Nai),
KCN Nomura (Hải Phòng), KCN Nội Bài (Hải Phòng) và KCN Tân Tạo (TP. Hồ
Chí Minh). Hầu hết nước thải của các nhà máy, xí nghiệp trong các KCN đều chưa
được xử lý đúng mức trước khi thải ra môi trường xung quanh hoặc thải vào mạng
lưới thoát nước chung (Ước tính có khoảng 70% lượng nước thải từ các KCN xả
thẳng ra môi trường không qua xử lý). Quá trình sản xuất một số loại hoá chất, phân
bón, thức ăn cho gia súc, sợi tổng hợp thải ra lượng khá lớn hợp chất hữu cơ chứa
nitơ, các hợp chất này dễ bị thuỷ phân trong môi trường gây ra ô nhiễm Amoni.[7]
Bên cạnh nước thải do hoạt động của các khu công nghiệp thì nước thải sinh
hoạt (đô thị, nông thôn, khu dân cư) và các hoạt động trong nông nghiệp (sử dụng
nhiều hóa chất kích thích tăng trưởng chứa nhiều Nitơ) cũng làm gia tăng ô nhiễm
Amoni trong nước thải [16].
Ở ngành công nghiệp dệt may, ngành công nghiệp giấy và bột giấy, nước
thải thường có độ pH trung bình từ 9 - 11; chỉ số nhu cầu oxy sinh hoá (BOD), nhu
cầu oxy hoá học (COD) có thể lên đến 700mg/L và 2.500mg/L; hàm lượng chất rắn
lơ lửng cao gấp nhiều lần giới hạn cho phép. Hàm lượng nước thải của các ngành

5
này có chứa xyanua (CN
-
) vượt đến 84 lần, H
2
S vượt 4,2 lần, hàm lượng NH
3
vượt
84 lần tiêu chuẩn cho phép [8].
Qua khảo sát của Công ty Thoát nước Hà Nội, trung bình hệ thống thoát
nước của thành phố lưu thông khoảng 450.000m
3
nước thải/ngày, trong đó chủ yếu
là nước thải sinh hoạt và nước thải công nghiệp. Tuy nhiên, chỉ có 5% lượng nước
thải được xử lý, còn lại xả trực tiếp vào hệ thống thoát nước của thành phố. Qua số
liệu quan trắc, các loại nước thải chưa qua xử lý có hàm lượng các chất bẩn cao, các
chất hữu cơ. Ví dụ như hàm lượng ion Amoni tại các sông cao gấp 12 - 59 lần tiêu
chuẩn cho phép[14] (Theo QCVN 40-2011/BTNMT: “Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia
về nước thải công nghiêp”, hàm lượng ion Amoni cho phép là 5mg/L đối với xả vào
nguồn nước được dùng cho mục đích cấp nước sinh hoạt; 10mg/L đối với xả vào
nguồn nước không dùng cho mục đích cấp nước sinh hoạt).
Qua kiểm tra, các cơ quan chức năng mới phát hiện rõ vụ việc nhà máy đạm
thuộc Khu công nghiệp Khánh Phú (Ninh Bình) đã gây ô nhiễm môi trường nước
cho khu vực. Cụ thể, hồi tháng 3/2012 tại kênh điều hoà nước thải khu công nghiệp
Khánh Phú đoạn từ cống Kem đến cống Bà Đại kết quả mẫu nước kiểm nghiệm cho
thấy hàm lượng amoni cao gấp 60 đến 80 lần cho phép. Gần đây, còn có hiện tượng
cá chết hàng loạt tại ngòi sông Chanh. Các cơ quan chức năng (gồm Cảnh sát môi
trường và Sở Tài nguyên và Môi trường tỉnh Ninh Bình) bắt quả tang việc nhà máy
đạm Ninh Bình xả trộm nước thải không qua xử lý ra sông Đáy với hàm lượng ion
Amoni gấp 330 lần qua cống Kem vào rạng sáng ngày 17/10 vừa qua càng làm cho

nhân dân địa phương bức xúc [3].
Tình trạng ô nhiễm nước ở các đô thị thấy rõ nhất là ở thành phố Hà Nội và
thành phố Hồ Chí Minh, ở các thành phố này, nước thải từ công nghiệp và sinh hoạt
không có hệ thống xử lý tập trung mà trực tiếp xả ra nguồn tiếp nhận (sông, hồ,
kênh, mương). Mặt khác, còn rất nhiều cơ sở sản xuất không xử lý nước thải, phần
lớn các bệnh viện và cơ sở y tế lớn chưa có hệ thống xử lý nước thải… là những
nguồn quan trọng gây ra ô nhiễm nước môi trường nước mặt và nước ngầm.
6
Hiện tại nước của trục sông chính thuộc lưu vực sông Nhuệ - sông Đáy đã bị ô
nhiễm ở những mức độ khác nhau.Nước thải từ các KCN và các cơ sở sản xuất
không qua xử lý xả thẳng ra môi trường hòa với nước thải sinh hoạt.

Hình 1. 1 Hàm lượng N-NH
4
+
trên sông Nhuệ giai đoạn qua 2007 – 2009
(Nguồn: [1])
Theo đánh giá của nhiều báo cáo và hội thảo khoa học thì tình trạng ô nhiễm
ion Amoni trong nước ngầm đã được phát hiện tại nhiều vùng trong cả nước. Chẳng
hạn như tại thành phố Hồ Chí Minh: Theo Chi cục Bảo vệ môi trường thành phố Hồ
Chí Minh, kết quả quan trắc nước ngầm tầng nông gần đây cho thấy lượng nước
ngầm ở khu vực ngoại thành đang diễn biến ngày càng xấu đi. Cụ thể nước ngầm ở
trạm Đông Thạch (huyện Hóc Môn) bị ô nhiễm ion Amoni (68,73 mg/L cao gấp 1,9
lần so với năm 2005) và có hàm lượng nhôm cao, độ mặn tăng và mức độ ô nhiễm
chất hữu cơ cũng tăng nhanh trong những năm gần đây; nồng độ sắt trong nước
ngầm của một số khu vực khác như Linh Trung, Trường Thọ (Thủ Đức), Tân Tạo
(Bình Chánh)…cũng khá cao (11,76 đến 27,83 mg/L) vượt tiêu chuẩn cho phép gần 90
lần [9].
Do thực trạng hệ thống cấp- thoát nước, xử lý nước cấp và nước thải, chất
thải rắn chưa đồng bộ, cộng thêm đó là sự phát triển cúa các ngành công-nông

nghiệp ngày một tăng trong thời gian gần đây, chưa kể đến các quá trình diễn ra
trong tự nhiên, điều kiện địa chất- thủy văn phức tạp ở vùng châu thổ sông Hồng đã
gây cho nguồn nước cấp duy nhất hiện nay-nguồn nước ngầm, nguy cơ ô nhiễm
ngày một cao, trong đó có ô nhiễm các hợp chất chứa nitơ.
7
Theo đánh giá của nhiều báo cáo và hội thảo khoa học thì tình trạng ô nhiễm
amoni trong nước ngầm đã được phát hiện tại nhiều vùng trong cả nước. Chẳng hạn
như tại thành phố Hồ Chí Minh: “ Theo chi cục bảo vệ môi trường thành phố Hồ
Chí Minh (TP Hồ Chí Minh), kết quả quan trắc nước ngầm tầng nông gần đây cho
thấy lượng nước ngầm ở khu vực ngoại thành đang diễn biến ngày càng xấu đi. Cụ
thể nước ngầm ở trạm Đông Thạch (huyện Hóc Môn) bị ô nhiễm amoni (68,73
mg/L cao gấp 1,9 lần so với năm 2005).

Hình 1. 2 Hàm lượng NH
4
+
trên sông Cầu đoạn chảy qua Thái Nguyên năm
2008
Hiện tại nước của trục sông chính thuộc lưu vực sông Nhuệ - sông Đáy đã bị ô
nhiễm ở những mức độ khác nhau.Nước thải từ các KCN và các cơ sở sản xuất
không qua xử lý xả thẳng ra môi trường hòa với nước thải sinh hoạt [1].

Hình 1. 3 Hàm lượng N-NH
4
+
trên sông Nhuệ giai đoạn qua 2007 – 2009.
8
Bên cạnh sự ô nhiễm ở lưu vực các con sông thì khu vực ven bờ ở miền Bắc,
Trung, Nam có hàm lượng amoni (N – NH
4

+
) rất cao. Tại nhiều vùng cửa sông như
Cửa Lục, Đồ Sơn, Ba Lạt, Rạch Giá, hàm lượng amoni đã vượt quá QCVN đối với
nước biển ven bờ cho nuôi trồng thủy sản, bảo vệ thủy sinh [1].

Hình 1. 4 Diễn biến hàm lượng NH
4
+
trung bình trong nước biển ven bờ tại
một số khu vực ven biển giai đoạn 2005-2009.
Theo khảo sát của trung tâm nghiên cứu thuộc trung tâm khoa học tự nhiên
và công nghệ quốc gia và trường Đại Học Mỏ- Địa Chất thì phần lớn nước ngầm ở
vùng đồng bằng Bắc Bộ như Hà Nội, Hà Tây, Ninh Bình, Hải Dương…đều bị
nhiễm bẩn amoni (NH
4
+
) rất nặng, vượt tiêu chuẩn cho phép. Tại Hà Nội, Hà Tây,
Hà Nam, Nam Định, Ninh Bình, Hải Dương, Hưng Yên, Thái Bình, xác suất các
nguồn nước ngầm nhiễm amoni ở nồng độ cao hơn tiêu chuẩn cho phép là khoảng
70-80% [1].
1.2. Các phương pháp xử lý nitơ trong môi trường nước
Có rất nhiều phương pháp xử lí amoni trong nước thải đã được các nước trên
thế giới thử nghiệm và đưa vào áp dụng: Làm thoáng để khử NH
3
ở môi trường pH
cao (pH = 10 - 11); Clo hóa với nồng độ cao hơn điểm đột biến (break-point) trên
đường cong hấp thụ Clo trong nước, tạo Cloramin; Trao đổi ion NH
4
+
và NO

3
-
bằng
các vật liệu trao đổi Cation/Anion; Nitrat hóa bằng phương pháp sinh học; Nitrat
9
hóa kết hợp với khử nitrat; Công nghệ Annamox, Sharon/Annamox (nitrit hóa một
phần amoni, sau đó amoni còn lại là chất trao điện tử, nitrit tạo thành là chất nhận
điện tử, được chuyển hóa thành khí nitơ nhờ các vi khuẩn kỵ khí; Phương pháp điện
hóa, điện thẩm tách, điện thẩm tách đảo chiều; v.v
Trên thế giới, một số phương pháp xử lý amoni đã được áp dụng như phương
pháp làm thoáng để khử NH
3
ở môi trường pH cao (pH = 10 -11), clo hóa trong
nước, trao đổi ion NH
4
+
với NO
3
-
bằng vật liệu trao đổi Klynoptilolyle hay
Sepiolite. Tuy nhiên, phương pháp này có giới hạn về ngưỡng hấp phụ của nhựa
trao đổi ion, giá thành cao. Lọc sinh học cũng là một phương pháp hiệu quả trong
việc loại bỏ amoni, tuy nhiên chi phí cao trong chế tạo các bộ lọc, có rủi ro cao về
an toàn trong quá trình xử lý tiếp theo. Ở ngưỡng nồng độ cao hơn 10 - 20mg
NH
4
+
/l, vẫn chưa tìm được giải pháp công nghệ tối ưu.
Hiện nay xu hướng sử dụng vật liệu có nguồn gốc tự nhiên (bentonit, zeolit,
laterit, ), giá thành thấp để xử lý amoni nhưng hiệu suất xử lý chưa cao, nhưng sau

biến tính vật liệu này đã nâng cao được hiệu quả xử lý. Tác giả A.Mažeikiene và
cộng sự (2010) đã nghiên cứu xử lý ionamonitừnước uốngbằngzeolit(clinoptilolite)
tự nhiên. Hiệu quả xử lý amoni đạt 84% [22]. Biến tính của zeolite với silic và
carbon (SCMZ) có thể xử lý được 0.115mg/g amoni ở pH=7, tốc độ lọc 10m/h[20].
NaCl - zeolit biến tính cho hiệu quả xử lý rất lớn từ 10-4000 mg/g theo nồng độ
amoni khác nhau tại pH = 3,4 - 11,1 [49] hay sử dụng zeolit 13X bằng phương pháp
khuấy trộn cũng loại bỏ amoni khoảng 0,5g/100ml ở pH=7, t
o
=23
o
C, tốc độ khuấy
150rpm, thời gian khuấy trộn 30 phút [19]. Sử dụng zeolit tự nhiên, hiệu suất loại
bỏ NH
4
+
là 4,2mg/g, nhưng kết hợp với than hoạt tính thì hiệu suất tăng lên 5,72mg
NH
4
+
/g [21]. R.A.D.Tilaki (2012) đã dùng bentonit sau khi xử lý bằng NaOH cho
hiệu quả loại bỏ amoni là 25-45% và 25-50% [36].
Trần Hồng Côn và các cộng sự đã sử dụng nano MnO
2
- FeOOH và nano
MnO
2
mang trên laterit biến tính nhiệt để xử lý amoni với tải trọng hấp phụ cực đại
là 2,48mg/g (đối với MnO
2
- FeOOH) và 21,4mg/g (với nano MnO

2
) [13].
10
1.2.1. Phương pháp Clo hoá
Clo gần như là hoá chất duy nhất có khả năng oxi hoá amoni/amoniac ở nhiệt
độ phòng thành N
2
. Khi hoà tan Clo trong nước tuỳ theo pH của nước mà Clo có thể
nằm dạng HClO hay ion ClO
-
do có phản ứng theo phương trình:
Cl
2
+ H
2
O HCl + HClO (pH<7)
HClO H
+
+ ClO
-
(pH>8)
Khi trong nước có NH
4
+
sẽ xảy ra các phản ứng sau
HClO + NH
3
= H
2
O + NH

2
Cl (Monocloramin)
HClO + NH
2
Cl = H
2
O + NHCl
2
(Dicloramin)
HClO + NHCl
2
= H
2
O + NCl
3
(Tricloramin)
Nếu có Clo dư sẽ xảy ra phản ứng phân huỷ các Cloramin
HClO +2 NH
2
Cl = N
2
+ 3Cl
-
+ H
2
O
Lúc này lượng Clo dư trong nước sẻ giảm tới số lượng nhỏ nhất vì xảy ra
phản ứng phân huỷ Cloramin, điểm tương đương ứng với giá trị này gọi là điểm đột
biến.
Ngoài ra với lượng Clo cần dùng rất lớn, vấn đề an toàn trở nên khó giải

quyết đối với các nhà máy lớn. Đây là những lý do khiến phương pháp Clo hoá mặc
dù đơn giản về mặt thiết bị, rẻ về mặt kinh tế và xây dựng cơ bản nhưng rất khó áp
dụng.
1.3.2. Phương pháp đuổi khí
Amoni ở trong nước tồn tại dưới dạng cân bằng:
NH
4
+
NH
3 (khí hoà tan)
+ H
+
; pk
a
= 9,5
Như vậy, ở pH gần 7 chỉ có một lượng rất nhỏ khí NH
3
so với ion amoni. Nếu
ta nâng pH tới 9.5 tỷ lệ [NH
3
]/[ NH
4
+
] = 1, và càng tăng pH cân bằng càng chuyển
về phía tạo thành NH
3
. Khi đó nếu áp dụng các kỹ thuật sục khí hoặc thổi khí thì
NH
3
sẽ bay hơi theo định luật Henrry, làm chuyển cân bằng về phía phải:

11
NH
4
+
+ OH
-
NH
3
+ H
2
O
Trong thực tế pH phải nâng lên xấp xỉ 11, lượng khí cần để đuổi NH
3
ở mức
1600 m
3
không khí/ m
3
nước và quá trình phụ thuộc vào nhiệt độ của môi trường.
Phương pháp này áp dụng được cho nước thải, khó có thể đưa được nồng độ NH
4
+

xuống dưới 1,5mg/l nên rất hiếm khi được áp dụng để xử lý nước cấp.
1.2.3. Phương pháp Ozon hoá
Để khắc phục nhược điểm của phương pháp Clo hoá điểm đột biến người ta có
thể thay thế một số tác nhân oxi hoá khác là ozon với sự có mặt của Br
-
. Về cơ bản
xử lý NH

4
+
bằng O
3
với sự có mặt của Br
-
cũng diễn ra theo cơ chế giống như
phương pháp xử lý dùng Clo. Dưới tác dụng của O
3
, Br
-
bị oxi hoá thành BrO
-
theo
phản ứng sau đây:
Br
-
+ O
3
+ H
+
= HBrO + O
2

Phản ứng oxy hoá NH
4
+
được thực hiện bởi ion BrO
-
giống như của ion ClO

-

NH
3
+ HBrO = NH
2
Br + H
2
O
NH
2
Br + HBrO = NHBr
2
+ H
2
O
NH
2
Br + NHBr
2
= N
2
+ 3Br
-
+ H
+

1.2.4. Phương pháp sinh học
Đây là phương pháp xử lý amoni được nhiều nhà khoa học trong và ngoài
nước quan tâm nghiên cứu và cũng cho được nhiều kết quả khả quan. Mặc dù xử lý

sinh học cũng được thực hiện bằng nhiều quá trình vật lý, hoá học và hoá lý nhưng
phương pháp sinh học lại mang một ý nghĩa hoàn toàn khác và ngày càng trở nên
quan trọng. Phương pháp vi sinh xuất phát từ những tính năng của nó như xử lý dể
dàng các sản phẩm trong nước, không gây ô nhiễm thứ cấp đồng thời cho ra sản
phẩm nước với một chất lượng hoàn toàn bảo đảm sạch về mặt hoá chất độc hại và
ổn định về hoạt tính sinh học, chất lượng cao (cả về mùi, vị và tính ăn mòn).Ở
phương pháp sinh học có thể thực hiện bao gồm hai quá trình nối tiếp nhau là nitrat
hoá và khử nitrat hoá.
12
1.2.5. Phương pháp trao đổi ion
Để khử NH
4
+
ra khỏi nước có thể áp dụng phương pháp lọc qua bể lọc cationit.
Qua bể lọc cationit, lớp lọc sẽ giữ lại ion NH
4
+
hòa tan trong nước trên bề mặt hạt
và cho vào nước ion Na
+
. Để khử NH
4
+
phải giữ pH của nước nguồn lớn hơn 4 và
nhỏ hơn 8. Vì khi pH ≤ 4, hạt lọc cationit sẽ giữ lại cả ion H
+
làm giảm hiệu quả
khử NH
4
+

. Khi pH > 8một phần ion NH
4
+
chuyển thành NH
3
dạng khí hòa tan
không có tác dụng với hạt cationit.
Trên thế giới, một số phương pháp xử lý amoni đã được áp dụng như phương
pháp làm thoáng để khử NH
3
ở môi trường pH cao (pH = 10 -11), clo hóa trong
nước, trao đổi ion NH
4
+
với NO
3
-
bằng vật liệu trao đổi Klynoptilolyle hay
Sepiolite. Tuy nhiên, phương pháp này có giới hạn về ngưỡng hấp phụ của nhựa
trao đổi ion, giá thành cao. Lọc sinh học cũng là một phương pháp hiệu quả trong
việc loại bỏ amoni, tuy nhiên chi phí cao trong chế tạo các bộ lọc, có rủi ro cao về
an toàn trong quá trình xử lý tiếp theo. Ở ngưỡng nồng độ cao hơn 10 - 20mg
NH
4
+
/l, vẫn chưa tìm được giải pháp công nghệ tối ưu [7].
1.3. Tổng quan về một số phương pháp chế tạo vật liệu từ quặng (Laterit,
bentonit, diatomit, pyrolusit) trên Thế giới và Việt Nam
Phương pháp chế tạo vật liệu Laterit trên Thế giới và Việt Nam
Laterit là loại khoáng được hình thành do quá trình phong hóa và tích tụ của

sắt hydroxit/oxohydroxit trong tự nhiên. Laterit thông thường được tạo bởi hai phần
chính trong cấu trúc đó là phần “xương cứng” là khung sắt hydroxit/oxit kết von và
phần mềm xen kẽ chủ yếu là sắt hydroxit và sét. Laterit phân bố nhiều tại những
vùng giáp ranh giữa vùng đồi núi và đồng bằng có sự phong hóa quặng chứa sắt và
các dòng nước ngầm có oxi hòa tan. Ở miền Bắc nước ta, đặc trưng là tại vùng đồng
bằng Bắc Bộ như Hà Tây, Vĩnh Phúc, Bắc Giang, Bắc Ninh Ngoài ra còn tại các
tỉnh như Thanh Hoá, Nghệ An, Ninh Bình sự tồn tại của laterit cũng rất đáng kể.
Đã có rất nhiều tài liệu nói về đá ong, các tác giả đưa ra nhiều ý kiến khác
nhau về nguồn gốc hình thành. Song có nhiều tác giả đã đồng tình với quan điểm
13
cho rằng sự hình thành đá ong là do các quá trình di chuyển của hydroxit sắt từ nơi
khác đến, đặc biệt khi xét đến vai trò của nước ngầm trong việc hình thành đá ong,
các tác giả đã nhấn mạnh ý nghĩa của các dòng nước mạch ngầm mang sắt từ tầng
đất trên đưa xuống tầng dưới. Tại đây nhờ các quá trình ôxi hoá và đất bị khô đi mà
sắt hydroxit/oxit bị kết von lại và tham gia vào quá trình tạo thành đá ong.
Laterit nguyên khai có khả năng hấp phụ asen cao nhất (hấp phụ đến trên 99%
dung dịch 0,5mg/L với tỷ lệ chất hấp phụ là 10g trong 250 ml dung dịch). Khi thiêu
kết ở nhiệt độ 900
o
C thì khả năng hấp phụ giảm xuống chỉ còn khoảng 60% trong
cùng điều kiện.
Cũng như khoáng sét, laterit cũng bị tan rữa phần sét ra trong nước, làm đục
nước sau xử lý, mặc dầu ít hơn nhiều so với sét. Nhưng điều này cũng đủ gây khó
khăn cho việc sử dụng trực tiếp laterit làm chất hấp phụ xử lý asen trong nước cấp.
Tương tự như đối với sét, sau biến tính bằng nhiệt, tính chất cơ lý của laterit đáp
ứng hoàn toàn yêu cầu đối với một chất hấp phụ. Quá trình biến tính Laterit có thể
tóm tắt như sau: Đá ong được khai thác theo phương pháp truyền thống, để khô tự
nhiên trong khoảng 30 ngày cho đá ong rắn lại sau đó nung thiêu kết ở nhiệt độ
thích hợp (900 – 1000
o

C trong 4 giờ), để nguội tự nhiên trong không khí. Đá ong
sau khi nung được nghiền đến cỡ hạt từ 0,1 - 5 mm sau đó rửa sạch bằng nước
deion và thực hiện quá trình hoạt hóa vật liệu ta sẽ thu được vật liệu làm từ laterit
(đá ong) có nhiều điểm ưu việt hơn so với các vật liệu khác như: nguyên liệu phong
phú, dễ khai thác và dự trữ; quá trình biến tính và hoạt hóa đơn giản, có tính khả thi
cao; có tải trong hấp phụ asen cao và khả năng xử lý tốt; có khả năng tái sinh và tái
tạo bề mặt hoạt động tốt.
Cơ chế hấp phụ của Laterit với các anion là: lực tĩnh điện giữa các tâm (+) trên
bề mặt Lat như Fe(OH)
2+
, trao đổi với OH- trên Lat hoạt hóa, kết tủa với Fe
3+
hấp
phụ sẵn trên bề mặt Lat. Đối với cation là lực tĩnh điện với nhóm Me(OH)n (n>3)
và với 2 cặp điện tử tự do của oxi trong nhôm và Fe oxit.
Đã có nhiều nghiên cứu về hiệu quả sử dụng laterite như là chất hấp phụ để xử
lý một số chất ô nhiễm như NO
2
, NH
4
+
, F, As, PO
4
3-
trong môi trường nước. Ở một
14
số cơ sở xử lý nước thải trên thế giới, laterite được pha với dung dịch axit rồi sử
dụng phản ứng kết tủa để loại bỏ ion phôtphat và các kim loại nặng.
Một số nghiên cứu cho thấy laterite có khả năng loại bỏ 96% hàm lượng
photphat. Tác giả Huang đã điều chế xúc tác trên cơ sở laterite biến tính với dung

dịch sắt (III) để sử dụng cho quá trình loại bỏ photphat. Khả năng hấp phụ lớn nhất
của xúc tác là 31,53 mg P/g ở 25
o
C [2013, Enhanced phosphate removal from
aqueous solution by ferric-modified laterites: Equilibrium, kinetics and
thermodynamic studies].
Mohapatra và đồng nghiệp [44] nghiên cứu sự hấp phụ ion F trên laterite biến
tính với phương pháp phản ứng gián đoạn với pH từ 3-10, nhiệt độ từ 35-55
o
C. Tốc
độ hấp phụ F rất nhanh ở giai đoạn đầu, sau đó thì giảm dần. Sự hấp phụ tối đa đạt
được ở pH 5,75. Trong khi đó, nhóm tác giả Maiti lại thí nghiệm với điều kiện: giá
trị pH tối ưu cho sự hấp phụ là từ 3-5 với nồng độ ion F là 37,9 mg/g [2011,
Chemical treated laterite as promising fluoride adsorbent for aqueous system and
kinetic modeling].
Kết quả nghiên cứu của Glocheaux cho thấy khả năng hấp thụ ion arsen trên
laterite biến tính cao hơn 3-5 lần so với laterite không biến tính. Điều này được giải
thích dựa trên diện stích bề mặt riêng rất cao của laterite biến tính và sự có mặt của
nhóm sunphat [2013, Removal of arsenic from groundwater by adsorption onto an
acidified laterite by-product].
Một số phương pháp biến tính Laterite bằng phương pháp hóa học (gồm có:
biến tính bằng axit và biến tính bằng axit – bazo) và phương pháp nhiệt.
Biến tính bằng axit
Xử lý laterite bằng dung dịch axit vô cơ cải thiện khả năng hấp thụ của vật
liệu. Có thể sử dụng axit clohidric, axit nitric và axit sunfuric. Tuy nhiên axit
clohidric là tác nhân hiệu quả nhất khi biến tính laterite [40].
Khuấy dung dịch axit clohidric và laterite trong cốc 250 ml với tốc độ 300
v/ph ở 32
o
C trong vòng 2 giờ. Sau đó bảo quản dung dịch ở nhiệt độ phòng trong

15
vòng 24 giờ. Lấy phần rắn và rửa với nước cất cho đến khi pH của nước rửa là 6,5.
Sấy khô và rây vật liệu cho đến kích thước từ 0,3 đến 0,7 mm.
Biến tính bằng axit-bazo
Khuấy 200 ml dung dịch axit clohidric và 50 gam laterite trong cốc 500 ml ở
70
o
C trong vòng 1 đến 3 giờ. Sau đó chưng cất ở 104-110
o
C để thu hồi khoảng 60%
lượng axit dư. Thêm từ từ dung dịch NaOH 4N đồng thời khuấy ở tốc độ cao
(khoảng 500 v/ph) để trung hòa axit cho đến khi pH 6,5±0.2 hoặc 8,5 ± 0,2. Lọc
phần rắn rồi rửa bằng nước cất, sấy khô ở 70-80
o
C [44].
Biến tính nhiệt
Phương pháp xử lý nhiệt laterite sẽ tăng cường khả năng kết dính và độ rỗng,
góp phần tăng khả năng hấp phụ của vật liệu.
Tiến hành nung quặng laterite ở các nhiệt độ khác nhau trong 4 giờ. Sau đó
nghiền và rây laterite để có kích thước hạt từ 0,3 đến 0,71 mm. Rửa với nước đề-ion
hóa 3 lần để loại bỏ các tạp chất. Sấy ở 110
o
C trong vòng 12 giờ. Mẫu laterite xử lý
ở 400
o
C có khả năng loại bỏ lên đến 99,42% arsen có trong thành phần mẫu [20].
Quá trình biến tính Laterit ở Việt Nam thường được tiến hành theo quy trình
như sau: Đá ong được khai thác theo phương pháp truyền thống, để khô tự nhiên
trong khoảng 30 ngày cho đá ong rắn lại sau đó nung thiêu kết ở nhiệt độ thích hợp
(900 - 1000

0
C trong 4 giờ), để nguội tự nhiên trong không khí. Đá ong sau khi nung
được nghiền đến cỡ hạt từ 0,1 - 5 mm sau đó rửa sạch bằng nước deion và thực hiện
quá trình hoạt hóa vật liệu ta sẽ thu được vật liệu làm từ laterit (đá ong) có nhiều
điểm ưu việt hơn so với các vật liệu khác như: nguyên liệu phong phú, dễ khai thác
và dự trữ; quá trình biến tính và hoạt hóa đơn giản, có tính khả thi cao; có tải trong
hấp phụ asen cao và khả năng xử lý tốt; có khả năng tái sinh và tái tạo bề mặt hoạt
động tốt.
Trần Hồng Côn và các cộng sự đã sử dụng nano MnO
2
- FeOOH và nano
MnO
2
mang trên laterit biến tính nhiệt để xử lý amoni với tải trọng hấp phụ cực đại
là 2,48mg/g đối với MnO
2
- FeOOH và 21,4mg/g với nano MnO
2
[18].
16
Tại Việt Nam, Phạm Văn Lâm, Viện Hóa học, Viện Hàn lâm Khoa học
&Công nghệ Việt Nam đã nghiên cứu chế tạo thành công 2 loại vật liệu hấp phụ
asen tiên tiến là nanocomposit - magnetit (NC-F20) và nanocomposit oxit phức hợp
Mn-Fe (NC-MF). Đây là kết quả nghiên cứu của đề tài “Hoàn thiện công nghệ và
chế tạo thiết bị xử lý nước nhiễm asen sử dụng vật liệu hấp phụ hiệu năng cao NC-
F20 cho vùng nông thôn Hà Nam” thuộc Chương trình mục tiêu quốc gia về nước
sạch và vệ sinh môi trường nông thôn.
Tác giả Nguyễn Quốc Thắng, Đại học Hà Tĩnh Biến tính đá ong để tách loại
asen trong nước ở một số khư vực phía bắc tỉnh Hà Tĩnh, hiệu suất đạt 87 - 92%
[14], chất lượng nước sau xử lí đạt tiêu chuẩn Việt Nam. Cũng với mục đích loại bỏ

asen trong nguồn nước cấp, Trần Hồng Côn đã chế tạo vật liệu hấp phụ có dung
lượng đạt tới 6000 mgAs/kg trên cơ sở biến tính quặng laterit [18].
Sử dụng đất đỏ bazan[9], đã chế tạo được vật liệu xử lý PO
4
3-
, 1 g đất đỏ
bazan có thể hấp phụ được 1,51 mg PO
4
3-
, hiệu suất xử lý đạt 99,7% [9]. Bùn đỏ
biến tính với bentonit cũng xử lý được PO
4
3-
với dung lượng hấp phụ cực đại là 17,3
mgP/g [9].
Phương pháp chế tạo vật liệu Bentonit trên Thế giới và Việt Nam
Bentonit là loại khoáng sét thiên nhiên, thuộc nhóm smectit. Thành phần chính
của bentonit là montmorillonit (MMT) chiếm khoảng 60 - 70%, ngoài ra còn có một
số khoáng chất khác như quartz, cristobalit, feldespar, biotit, kaolinit, zircon,,
Bentonit còn được gọi là montmorillonit (Al
2
O
3
.4SiO
2
.nH
2
O). Bentonit là khoáng
sét kết mềm hình thành từ quá trình phong hoá tro núi lửa và có màu thay đổi từ
trắng đến vàng phụ thuộc vào thành phần của Fe trong cấu trúc khoáng. Do bentonit

có cấu trúc tinh thể và độ phân tán cao nên có cấu trúc xốp và bề mặt riêng lớn. Dựa
vào điều này người ta hoạt hóa sao cho có thể dùng bentonit làm vật liệu tách chất.
Đây cũng là một điểm khác nhau giữa bentonit và các chất hấp phụ khác [17].
Ở Việt Nam, nguồn bentonit khá phong phú với trữ lượng đã xác định và dự
báo khoảng 95 triệu tấn [13], có thể cho khai thác với trữ lượng 20.000 - 24.000
17
tấn/năm. Bentonit phân bố ở Cổ Định (Thanh Hoá), Tam Bố, Đa Lé (Lâm Đồng),
Nha Mé (Bình Thuận) và Bà Rịa - Vũng Tàu. Mỏ sét bentonit thuộc thung lũng Nha
Mé (xã Phong Phú - huyện Tuy Phong - Tỉnh Bình Thuận, Việt Nam) là mỏ
bentonit kiềm duy nhất ở Việt Nam có trữ lượng hàng triệu tấn, thuộc loại lớn trên
thế giới hiện nay.
Ngày nay ở Việt nam Bentonite được ứng dụng trong các ngành công nghiệp
hóa học, thực phẩm, xây dựng, khoan thăm dò khoáng sản, đặc biệt là trong công
nghiệp dầu khí.
Ở Việt nam các ứng dụng của bentonite trong việc xử lý môi trường là chưa
được rộng rãi, nhưng cũng có một số nghiên cứu như nhóm nghiên cứu của trường
Đại học Khoa học tự nhiên đã sử dụng vật liệu bentonit biến tính bằng MgCl
2
để
hấp thụ xử lý tách florua khỏi nguồn nước bị ô nhiễm. Kết quả nghiên cứu cho thấy
dung lượng hấp phụ cực đại của vật liệu chế tạo đối với florua là 37,6 mg/g. (Bùi
Thị Phương Thảo, Nghiên cứu khả năng hấp phụ ion Florua trên khoáng sét Yên
Bái và ứng dụng xử lý tách Florua khỏi nguồn nước, ĐH Quốc Gia Hà Nội, 2011).
Nhờ khả năng hấp phụ cao, bentonit được sử dụng rộng rãi trong các ngành
công nghiệp. Ngành tiêu thụ chủ yếu loại này là ngành công nghiệp dầu mỏ, sử
dụng để xử lý chưng cất dầu mỏ, làm dung dịch khoan trong ngành khoan dầu khí,
địa chất, xây dựng; làm keo chống thấm trong các đập nước thủy điện, thủy lợi, làm
nguyên liệu hấp phụ tẩy rửa, làm chất kết dính trong khuôn đúc hay phụ gia tăng
dẻo trong gốm sứ. Ngoài ra, bentonit còn được dùng làm xúc tác cho một loạt các
phản ứng như oxy hóa các alcol, oxy hóa ghép đôi các thiol, các phản ứng tạo ra

nhóm cacbonyl từ thioaxetal hoặc thiocabonyl.
Viện Khoa học vật liệu ứng dụng (Viện Hàn lâm KH&CN Việt Nam) đã
thành công trong điều chế oxit nhôm từ các nguồn nguyên liệu trong nước và trên
cơ sở đó đã nghiên cứu thiết kế bộ lọc fluor phù hợp với các đặc điểm sử dụng của
vùng nông thôn Việt Nam, gọi là bộ lọc Flowat.
Trên thế giới cũng đã có một số các nghiên cứu đã được thực hiên để loại bỏ
các chất ô nhiễm bằng cách sử dụng bentonite biến tính. Ví dụ như khả năng phụ
18
Flo dựa trên sự acid hóa bentonite là rất cao (1,15 mg/g), hấp phụ phosphate từ
dung dịch nước bằng hydroxy-aluminum bentonite (12,7 mg/g). Một phương pháp
mới được áp dụng trong việc xử lý các anion gây ô nhiễm là sử dụng bentonite biến
tính với acid và quicklime (CaO) để tạo ra một vật liệu hấp phụ là hydroxyl Ca-
bentonite (HO-CaBen) đã nâng cao hiệu quả hấp phụ các anion gây ô nhiễm như
hấp phụ Flo (50,07 mg/g), Phosphate (29,1 mg/g) [12]. Ngoài ra organobentonites
là sản phẩm biến tính của bentonite với octadecul benzyl dimethyl ammonium
(SMB3) với còn được sử dụng trong việc loại bỏ As(III) và As(IV) với giá trị lần
lượt là 0,288mg/g và 0,102 mg/g [5].
Bentonit là khoáng đất sét có sẵn và chi phí thấp. Bề mặt bentonit mang điện
tích âm cao thường được cân bằng bằng cation kim loại kiềm và kim loại kiềm thổ
(tiêu biểu là Na
+
và Ca
2+
). Những cation này có thể được thay thế bằng polycation
hyđroxyl kim loại vô cơ đóng vai trò trụ chống làm tăng khoảng cách lớp xen giữa
bentonit. Nhiều polycation hyđroxyl kim loại vô cơ được sử dụng bao gồm Al [30],
Zr, Ga [25], Fe [48], Cr [43], Ti [31] được sử dụng nhiều trong thời gian qua. Nhiều
bentonit chống vô cơ đã được điều chế và sử dụng loại bỏ các kim loại nặng [50],
thuốc nhuộm [48], khí [24] và các chất gây ô nhiễm môi trường khác [29,42].
Bentonit sau khi biến tính với lantan, nhôm,… có dung lượng hấp phụ cao được ứng

dụng làm vật liệu hấp phụ rất tốt các chất độc hại trong môi trường nước và khí.
Bentonit biến tính với lantan
Bentonit biến tính bằng lantan đã được nghiên cứu từ khá lâu, Tokarz và
cộng sự [41] tiến hành điều chế La
3+
-MMT bằng cách khuấy hỗn hợp huyền phù sét
với dung dịch LaCl
3
0,4N ở nhiệt độ 90
o
C. Muñoz-Pásez [32] xác định ion La
3+
được trao đổi với các ion hiđrat giữa lớp sét bằng EXAFS và khẳng định sự tồn tại
của ion La
3+
nằm trong khoảng không gian giữa các lớp sét.
Khả năng kết hợp ion lantan vào bentonit là do khả năng trao đổi cation lớn
của khoáng sét. Sự trao đổi này là kết quả của sự thay thế đồng hình trong bát diện
hoặc tứ diện làm thiếu hụt điện tích trên bề mặt lớp sét, chúng được cân bằng bởi