Nghiên cứu ảnh hưởng của khoáng chất bentonit di linh biến tính đến phản ứng phân hủy nhiệt policlobiphenyl

Luận văn thạc sỹ

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

MỞ ĐẦU
Polyclobiphenyl (PCBs) là một nhóm các hỗn hợp chất cơ clo. Trước
đây, PCBs được sử dụng trong các sản phẩm như thiết bị điện, chất phủ bề
mặt, mực, keo dán, các chất làm chậm bốc cháy, sơn, điện môi trong dầu biến
thế, làm chất pha chế dầu thủy lực trong thiết bị khai thác mỏ. Tất cả PCBs
đều là nhân tạo và có cấu trúc cơ bản tượng tự nhau. Chúng được cấu tạo bởi
các nguyên tử các-bon, hyđrô và clo. Các nguyên tử này có khả năng tạo các
liên kết khác nhau nên chúng có thể tạo ra 209 loại phân tử PCBs với mức độ
độc hại của chúng khác nhau. Thông thường, PCBs rất bền vững [10]. Điều
này giải thích cho sự tồn tại dai dẳng của chúng trong môi trường. Ở nhiệt độ
cao, PCBs có thể cháy và tạo ra các sản phẩm phụ nguy hiểm như các chất
độc dioxin. PCBs không có khuynh hướng bay hơi hay hoà tan trong nước.
Tuy nhiên, chúng hoà tan được trong chất béo và các chất tương tự. Đó cũng
là lý do giải thích vì sao PCBs có thể hình thành trong mỡ động vật và tích tụ
qua chuỗi thức ăn. PCBs có khả năng gây ung thư và hàng loạt ảnh hưởng
khác ở sinh vật, bao gồm ảnh hưởng đến hệ thần kinh, hệ miễn dịch, hệ nội
tiết, hệ sinh dục. Ngoài ra, PCBs là chất rất khó phân hủy bằng sinh, lý hóa
học. Vì những ảnh hưởng có thể xảy ra của chúng đối với sức khoẻ con người
và môi trường nên việc sử dụng và sản xuất PCBs từ năm 1979 đã bị cấm trên
toàn thế giới [29, 33].
Tuy nhiên, hiện nay trên thế giới cũng như ở Việt Nam vẫn còn tồn lưu
một lượng lớn PCBs trong các loại dầu biến thế, sơn, dung môi chế tạo mực
in… Việt Nam, những năm trước ước tính đã nhập khẩu khoảng 30.000
tấn/năm dầu biến thế từ Rumani, Trung Quốc, Liên Xô. Hầu như toàn bộ
lượng dầu này chưa được kiểm soát và xử lý theo tiêu chuẩn chất thải nguy

Phạm Văn Thế, 2011

-1

Khoa Môi trường


Luận văn thạc sỹ

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

hại [8]. Đây chính là nguồn gây ô nhiễm chất hữu cơ khó phân hủy rất lớn ở
nước ta.
Trên thế giới đã có nhiều công trình nghiên cứu xử lý PCBs, tuy nhiên
những công nghệ xử lý theo quá trình đốt ở nhiệt độ thấp lại tạo ra các chất
độc hơn, còn nếu đốt ở nhiệt độ cao thì rất tốn kém. Vì vậy tìm ra chất xúc tác
để quá trình phân hủy nhiệt của PCBs ở nhiệt độ thấp mà không tạo ra các
chất độc thứ cấp đang là vấn đề rất được quan tâm. Ở Việt Nam trước đây đã
có một số đề tài nghiên cứu về vấn đề này. Tuy nhiên, việc chọn chất xúc tác
và chất dùng để biến tính bentonit nhằm nâng cao hiệu suất phân hủy nhiệt
PCBs là một hướng nghiên cứu đang được quan tâm. Xuất phát từ quan điểm
trên, chúng tôi đã lựa chọn đề tài “Nghiên cứu ảnh hưởng của khoáng chất
bentonit Di Linh biến tính đến phản ứng phân hủy nhiệt
policlobiphenyl” với hy vọng kết quả nghiên cứu sẽ góp phần vào công việc
xử lý PCBs nói riêng, cũng như xử lý các hợp chất cơ clo bền nói chung ở
Việt Nam.
• Mục tiêu của luận văn:
Đánh giá ảnh hưởng của bentonit Di Linh tự nhiên và bentonit Di Linh
biến tính đến khả năng phân hủy nhiệt đối với policlobiphenyl.
• Nội dung chính của luận văn
+ Nghiên cứu đặc tính của bentonit Di Linh tự nhiên và biến tính kiềm

được tẩm Fe(III) và Cr(III) bằng phổ nhiễu xạ tia X và phổ TPR.
+ Nghiên cứu khả năng phân hủy nhiệt policlobiphenyl trên cơ sở sử
dụng SiO2, bentonit Di Linh tự nhiên và biến tính .
+ Sử dụng phương pháp phân tích như sắc ký khí detectơ khối phổ và
detectơ cộng kết điện tử để phân tích sản phẩm phân hủy.

Phạm Văn Thế, 2011

-2

Khoa Môi trường


Luận văn thạc sỹ

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

+ Đánh giá mối liên hệ giữa đặc tính vật liệu ảnh hưởng đến khả năng
phân hủy nhiệt policlobiphenyl.

Chương 1
TÔNG QUAN
1.1. Giới thiệu về policlobiphenyl
1.1.1. Định nghĩa
Policlobiphenyl là hỗn hợp chất hữu cơ thơm, có cấu tạo gồm 2 vòng
benzen liên kết với nhau bằng một liên kết carbon-carbon duy nhất, trong đó
các hydro trong nhân benzen được thế bằng nguyên tử clo ở các mức độ khác
nhau [29]. PCBs được điều chế từ diphenyl bằng phương pháp clo hóa trực
tiếp với xúc tác FeCl3. PCBs cũng được hình thành trong xử lý chất thải.
1.1.2. Cấu tạo, thành phần và tính chất

1.1.2.1. Cấu tạo
Công thức phân tử: C12H10-nCln với n = 1÷10.
Công thức cấu tạo tổng quát của PCBs như hình 1.

Hình 1. Công thức cấu tạo tổng quát của PCBs

Phạm Văn Thế, 2011

-3

Khoa Môi trường


Luận văn thạc sỹ

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

Do có sự khác nhau về số nguyên tử clo trong phân tử nên nhóm các hợp
chất PCBs có 10 đồng đẳng khác nhau. Mỗi loại đồng đẳng lại có một số xác
định các đồng phân. Các đồng phân PCBs có cùng số nguyên tử clo nhưng thế
ở các vị trí khác nhau trong các vòng benzen. Các vị trí 2, 2’, 6, 6’ là vị trí
octo, vị trí 3, 3’, 5, 5’ là vị trí meta và vị trí 4, 4’ là vị trí para. Hai vòng
benzen trong phân tử PCBs có thể quay quanh cầu nối liên kết giữa chúng.
Khi hai vòng benzen ở cùng một mặt phẳng, PCBs được gọi là PCBs đồng
phẳng. Độ đồng phẳng phụ thuộc nhiều vào số nguyên tử Cl ở vị trí octo. Sự
thay thế các nguyên tử H ở vị trí octo bằng các nguyên tử Cl sẽ làm cho vòng
benzen quay khỏi vị trí ban đầu. Vòng benzen có thể quay một góc 90 0 so với
vòng benzen còn lại.
Năm 1980, các chất trong họ PCBs đã được Ballschmiter và Zell sắp
xếp, phân loại theo số thứ tự từ 1 đến 209 theo quy tắc IUPAC.

1.1.2.2. Tính chất của PCBs
PCBs tan ít trong nước, có điện trở lớn, hằng số điện môi cao. PCBs có
áp suất hơi thấp ở nhiệt độ thường. PCBs có tính bền nhiệt cao, bền vững với
cả các axit, bazơ, cũng như bền khi ở các điều kiện oxi hóa và thủy phân
trong sản xuất công nghiệp. Do có tính bền nhiệt rất cao nên PCBs được ứng
dụng làm chất sản xuất điện môi, làm chất pha chế dầu thủy lực trong thiết bị
khai thác mỏ, làm chất dẻo hóa và dung môi trong công nghiệp hóa dẻo và
mực in.
Ở sông hồ, PCBs dính vào các lớp trầm tích nơi mà chúng có thể được
chôn trong một thời gian dài trước khi chúng được giải phóng vào nước và
không khí. Trong nước, sự phân huỷ PCBs chậm hơn và có thể xảy ra dưới
ảnh hưởng của ánh sáng mặt trời và các vi sinh vật. Những sinh vật này cũng
đóng vai trò quan trọng trong việc phân huỷ PCBs trong đất và các lớp trầm

Phạm Văn Thế, 2011

-4

Khoa Môi trường


Luận văn thạc sỹ

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

tích. PCBs trong không khí có thể “chạm” tới mặt đất khi mưa và tuyết rơi
hay đơn giản chỉ là treo lơ lửng các hạt vật chất của chúng bằng lực hút.
Trong không khí, PCBs bị phân huỷ bởi tác động trực tiếp của ánh sáng mặt
trời. Mất khoảng vài ngày đến vài tháng mới phân huỷ được một nửa số lượng
PCBs ban đầu. PCBs có thể tồn tại trong động vật qua nhiều thời gian và theo

chuỗi thức ăn. PCBs được tìm thấy trong các mô mỡ của động vật sống trong
nước hay trên mặt đất, đặc biệt là những động vật ở đầu của chuỗi thức ăn. Do
đó, con người cũng có thể tích PCBs từ thức ăn. Một số loài động vật bao
gồm côn trùng và các loài động vật không xương sống, chim, cá và các loài
động vật có vú có thể phân huỷ hay biến đổi một chút PCBs trong cơ thể của
chúng. Ở ngoài trời, người ta phát hiện thấy hàm lượng PCBs trong không khí
ở nông thôn và các vùng sâu, vùng xa thấp hơn ở các khu đô thị và khu công
nghiệp. Trong không khí trong nhà, mức độ tập trung PCBs cao hơn 10 lần
trong không khí ngoài trời. Tại những vùng biển gần các khu công nghiệp,
hàm lượng PCBs trong nước biển có xu hướng cao nhất. Kề từ những năm
1970, khi người ta áp đặt những hạn chế lên việc sản xuất PCBs thì mức độ
tập trung PCBs đã giảm dần dần trong các chất lắng đọng mới của các lớp
trầm tích ở sông và trong cá. Trong đất PCBs bị phân hủy thành nhiều sản
phẩm khác nhau, chủ yếu là sản phẩm đề clo hóa và hidroxyl hóa. PCBs được
xếp vào hợp chất ô nhiễm chứa clo có độc tính cao. PCBs có thể bị oxy hóa
tạo thành các hợp chất vô cùng độc hại khác như dioxin hoặc các hợp chất
furan.
Ngoài ra, PCBs là chất có khả năng tích lũy trong cơ thể sinh vật. Do
đó PCBs có tiềm năng phát tán tầm xa trong môi trường do sự di chuyển của
sinh vật xuyên biên giới.
1.1.3. Độc tính của PCBs

Phạm Văn Thế, 2011

-5

Khoa Môi trường


Luận văn thạc sỹ

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

Độc tính của PCBs đã được nghiên cứu [33][10]. Con người bị phơi
nhiễm PCBs qua đường tiêu hóa và hô hấp, riêng trẻ sơ sinh có thể bị phơi
nhiễm PCBs chứa trong sữa mẹ. Thông thường, con người bị phơi nhiễm khi
ăn những thực phẩm bị nhiễm độc đặc biệt là thịt, cá và gia cầm. Sự hấp thụ
PCBs qua thức ăn đối với người lớn đã tăng tới mức cao vào cuối những năm
1970 nhưng sau đó đã giảm vào những năm 1990. Bình thường, chúng ta
cũng bị phơi nhiễm với hàm lượng thấp PCBs tồn tại trong không khí khi hít
thở, cả trong nhà và ngoài trời. Tuy nhiên, tại các nhà máy sử dụng PCBs,
mật độ chất này có thể cao hơn rất nhiều và công nhân làm việc ở đó thường
có nguy cơ nhiễm độc cao hơn do thời gian và cường độ tiếp xúc lớn. Ngoài
ra, chúng ta cũng có thể bị phơi nhiễm với PCBs hàm lượng thấp trong nước
uống mặc dù mức độ tập trung của PCBs thường quá thấp để đo được. Khi
theo dõi các động vật thí nghiệm, các nhà khoa học cho biết ở động vật, phơi
nhiễm PCBs với một liều lượng lớn có thể gây ra bệnh tiêu chảy, những khó
khăn về hô hấp, tình trạng bị mất nước, phản ứng với cảm giác đau bị suy
giảm và hôn mê. PCBs được phát hiện là phá huỷ phổi, dạ dày và tuyến tuỵ.
Phơi nhiễm với liều lượng thấp PCBs trong một thời gian ngắn có thể gây trở
ngại cho chức năng của gan và tuyến giáp, còn trong thời gian dài có thể dẫn
đến ung thư gan. Những ảnh hưởng về khả năng sinh sản, cơ quan sinh sản và
hoạt động của hoócmon nữ cũng đã được phát hiện thấy ở các động vật thí
nghiệm bị phơi nhiễm với các liều lượng cao PCBs qua thức ăn trong một
thời gian dài. Những cá thể cái được cho ăn thức ăn có chứa PCBs trong suốt
thời kỳ mang thai và bú sữa, kết quả là người ta phát hiện thấy nhiều con non
gặp khó khăn về việc học và ứng xử (các phản xạ vô điều kiện, có điều kiện
trong tập tính sinh hoạt, kiếm sống … của chúng). Ở những con non này, sự
phát triển của hệ thống miễn dịch và một số các cơ quan như gan, tuyến giáp
và thận cũng bị ảnh hưởng bởi sự phơi nhiễm PCBs. Những động vật trưởng

Phạm Văn Thế, 2011

-6

Khoa Môi trường


Luận văn thạc sỹ

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

thành dường như ít nhạy cảm với ảnh hưởng của PCBs hơn thai nhi. PCBs
với các cấu trúc hoá học khác nhau hoạt động theo các cách khác nhau. Một
số PCBs hoạt động giống các chất dioxin và có thể làm tăng nguy cơ ung thư.
Những PCBs khác có thể ảnh hưởng đến sự phát triển của hệ thần kinh ở mức
độ phơi nhiễm cao.
Con người có thể hấp thụ PCBs bằng việc ăn hay uống những thực
phẩm bị nhiễm độc mặc dù mức độ và liều lượng ít hơn so với việc hít thở
không khí bị nhiễm độc hoặc qua da. Một khi cơ thể đã hấp thụ thì PCBs đi
vào các màng tế bào, mạch máu và hệ bạch huyết. Mức độ tập trung PCBs
cao nhất thường tìm thấy trong gan, mô tế bào, não, da và máu. Đối với các
bà mẹ, người ta phát hiện thấy PCBs đi vào máu ở cuống rốn, nhau thai và
sữa mẹ. Ở cả người và động vật, PCBs cũng có thể biến đổi thành các chất
tích tụ trong các mô và huyết tương trong cơ thể. Chúng có thể bị biến đổi
thành các chất khác để bài tiết được qua nước tiểu và phân. Rất khó xác định
được việc phơi nhiễm PCBs tới mức độ nào thì ảnh hưởng đến sức khoẻ của
con người vì những người khác nhau thì bị phơi nhiễm với số lượng và sự pha
trộn các chất PCBs khác nhau, cũng có thể họ có thể bị phơi nhiễm cùng lúc
với các chất độc khác. Nhiều nghiên cứu cho thấy có sự liên quan giữa phơi

nhiễm PCBs và nguy cơ ung thư hệ tiêu hoá, gan và da ngày càng tăng. Hơn
nữa, hàm lượng PCBs trong máu cao có thể liên quan tới ung thư hệ bạch
huyết. Phơi nhiễm PCBs có thể ảnh hưởng đến quá trình sinh sản của con
người, nó làm giảm khả năng sinh sản ở nữ đồng thời làm giảm số lượng tinh
trùng của nam giới. Nếu diễn ra trong thời kỳ mang thai và cho con bú có thể
liên quan tới sự lớn lên và phát triển chậm của trẻ sơ sinh cũng như làm giảm
khả năng miễn dịch. Sự phơi nhiễm chất này cũng có thể liên quan tới những
ảnh hưởng đến thần kinh (như tình trạng tê liệt và đau đầu), khả năng nhiễm
bệnh thường xuyên hơn, sự thay đổi của da, đặc biệt là các chứng phát ban và

Phạm Văn Thế, 2011

-7

Khoa Môi trường


Luận văn thạc sỹ

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

ngứa. Một số ý kiến nghi ngờ rằng việc thí nghiệm sự hấp thụ PCBs trên động
vật sẽ khác biệt so với con người vì có thể động vật nhạy cảm với PCBs hơn.
Mặt khác, các PCBs đặc trưng mà con người bị phơi nhiễm có thể ít hay
nhiều độc hơn hỗn hợp các PCBs đã sử dụng cho những nghiên cứu trên động
vật. Mặc dù độ “vênh” giữa các thí nghiệm nghiên cứu và thực tiễn hoàn toàn
có thể xảy ra, song những ảnh hưởng của PCBs đến sức khỏe con người và
môi trường là điều đã được khẳng định.
Trong quá trình nghiên cứu về policlodibenzo-p-dioxin (PCDD),
policlodibenzo-p-furan (PCDF), các nghiên cứu cấu trúc của các PCBs trong

cùng nhóm và sự giống nhau về cấu trúc của PCBs với

2,3,7,8-

tetraclodibenzo-p-dioxin (2,3,7,8-TCDD là chất độc nhất trong nhóm các chất
dioxin) cũng được nghiên cứu [30]. Trên thực tế, khoảng 50 – 70 PCBs được
phát hiện ở nồng độ cao trong các mẫu môi trường. Các nghiên cứu về cấu
trúc các chất này cho thấy, chỉ có các PCBs chứa các nguyên tử Cl ở vị trí
meta và para mới gây hậu quả giống 2,3,7,8 – TCDD. Ví dụ các đồng đẳng
PCBs para như: 3,3’,4,4’-Tetraclobiphenyl; 3,3’,4,4’,5’-Pentaclobiphenyl;
3,3’,4,4’,5,5’-hexaclobiphenyl là một số PCBs chứa nguyên tử Cl ở vị trí para
và meta, hình 2.

Phạm Văn Thế, 2011

-8

Khoa Môi trường


Luận văn thạc sỹ

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

Hình 2. Công thức cấu tạo của một số PCBs chứa nguyên tử Cl
ở vị trí para và meta
Các ảnh hưởng độc giống 2,3,7,8-TCDD được quan sát rõ nhất ở PCBs
khi PCBs không có nguyên tử Cl ở vị trí octo, hai hoặc ba nguyên tử Cl ở vị
trí meta và para. Khi có thêm một nguyên tử Cl ở vị trí octo, ảnh hưởng độc
của PCBs giảm rõ rệt. Trong một số nghiên cứu, các di-octo PCBs giảm

khoảng 4-6 lần ảnh hưởng độc giống 2,3,7,8-TCDD so với trước khi thay thế
Cl vào vị trí octo [19].
Mặc dù PCBs không thể hiện tính độc ngay tức khắc nhưng khi bị
nhiễm ở liều lượng 0,2 ÷ 0,5g PCBs/kg, bệnh nhân có thể bị xám da, hỏng
mắt, nổi mụn…
PCBs có khả năng gây ung thư và hàng loạt ảnh hưởng khác ở sinh vật,
bao gồm ảnh hưởng đến hệ thần kinh, hệ miễn dịch, hệ nội tiết, hệ sinh dục.
Các nghiên cứu trên động vật góp phần quan trọng trong nghiên cứu ảnh
hưởng của PCBs đến con người. Mỗi chất trong họ PCBs có độc tính khác
nhau. Nhiễm độc ở mức độ cao và cấp tính sẽ bị bỏng da, trầy da, thay đổi cấu
trúc của da và móng tay, thay đổi chức năng gan và hệ thống miễn dịch, ảnh
hưởng đến hệ hô hấp gây đau đầu, suy nhược thần kinh, hoa mắt, mất trí nhớ,
hoảng loạn và bất lực. Nhiễm độc mãn tính với nồng độ PCBs dù nhỏ cũng
dẫn đến phá hủy gan, rối loạn sinh sản và đặc biệt là biến đổi gen gây hàng
loạt bệnh nguy hiểm như ung thư, quái thai, dị dạng và những vấn đề khác
ảnh hưởng đến môi sinh, môi trường.

Phạm Văn Thế, 2011

-9

Khoa Môi trường


Luận văn thạc sỹ

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

Một số PCBs có độc tính cao đã được WHO nghiên cứu, phân loại mức
độ độc. Theo tài liệu của WHO và ý kiến của nhiều chuyên gia đã xếp ra 14

loại PCBs có độc tính cao nhất gồm: PCB 77, PCB 81, PCB 105, PCB 114,
PCB 118, PCB 123, PCB 126, PCB 156, PCB 157, PCB 167, PCB 169, PCB
170, PCB 180, PCB 189. Tất cả 14 hợp chất nêu trên đều có cấu trúc tương tự
PCDD và PCDF, khó phân hủy, xâm nhập và tích tụ theo chuỗi thức ăn, và
đều gây hậu quả giống dioxin [19][21].
1.2. Các phương pháp xử lý PCBs
1.2.1. Một số quy định về xử lý PCBs
Hiệp định Stockholm đã đưa ra các quy định về PCBs đối với các bên
tham gia và các yêu cầu có liên quan đến xử lý chất thải ô nhiễm có bản chất
hóa học hữu cơ bền vững [29].
a. Đối với các bên tham gia
Thực hiện các hành động với mục đích loại trừ việc sử dụng PCBs
trong các thiết bị (ví dụ máy biến thế, tụ điện hoặc các thiết bị dự trữ chất
lỏng) vào năm 2025, dưới sự kiểm duyệt của Hội nghị các bên, theo các cấp
ưu tiên dưới đây:
- Quyết tâm nỗ lực để nhận dạng, dán nhãn và chấm dứt sử dụng các
thiết bị có chứa hơn 10 % PCBs và có thể tích lớn hơn 5 lít.
- Quyết tâm nỗ lực để nhận dạng, dán nhãn và chấm dứt sử dụng các
thiết bị có chứa hơn 0,05 % PCBs và có thể tích lớn hơn 5 lít.
- Cố gắng xác định và chấm dứt sử dụng các thiết bị có chứa hơn
0,005% PCBs và thể tích lớn hơn 5 lít.
Nhất quán với các ưu tiên đã nêu, đẩy mạnh các biện pháp dưới đây
nhằm giảm khả năng gây nhiễm và rủi ro để kiểm soát việc sử dụng PCBs:

Phạm Văn Thế, 2011

- 10

Khoa Môi trường

Luận văn thạc sỹ

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

- Chỉ sử dụng các thiết bị còn nguyên vẹn và không bị rò rỉ và chỉ sử
dụng ở những khu vực có khả năng giảm thiểu và phục hồi nhanh chóng rủi
ro phát thải ra môi trường.
- Không sử dụng các thiết bị ở các khu vực có liên quan đến sản xuất
hoặc chế biến lương thực thực phẩm.
- Khi sử dụng các thiết bị ở khu vực có người ở, kể cả trường học và
bệnh viện, thì áp dụng mọi biện pháp phù hợp để bảo vệ những khu vực đó
tránh khỏi các sự cố điện có thể gây ra hoả hoạn, đồng thời thường xuyên
kiểm tra rò rỉ thiết bị.
Đảm bảo không xuất hoặc nhập khẩu các thiết bị có chứa PCBs theo
quy định, bất kể những gì đã được quy định ở mục 2 của Điều 3, nhưng trừ
trường hợp xuất và nhập khẩu vì các mục đích quản lý chất thải một cách hợp
lý về môi trường.
Không được phép thu hồi các chất lỏng có hàm lượng PCBs trên 0,005
% để phục vụ mục đích tái sử dụng cho các thiết bị khác, trừ phi dành cho các
hoạt động bảo dưỡng và dịch vụ.
Quyết tâm nỗ lực nhằm đạt được sự quản lý hợp lý về môi trường đối
với các chất lỏng có chứa PCBs và các thiết bị nhiễm PCBs với hàm lượng
trên 0,005% như theo quy định tại mục 1 của Điều 6 càng sớm càng tốt,
nhưng chậm nhất là vào năm 2028, dưới sự kiểm duyệt của Hội nghị các bên.
Cố gắng xác định các vật phẩm khác có chứa hơn 0,005 % PCBs (ví
dụ, lớp bảo vệ cáp, các vật được sơn hay trám bít bằng cao su lưu hoá) và
quản lý chúng theo quy định ở Đoạn 1 của Điều 6.
Lập báo cáo tiến độ của việc loại trừ PCBs 5 năm một lần và gửi đến
Hội nghị các Bên chiểu theo Điều 15.

Phạm Văn Thế, 2011

- 11

Khoa Môi trường


Luận văn thạc sỹ

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

Các báo cáo được mô tả theo quy định sẽ được xem xét bởi Hội nghị
các Bên tại các cuộc kiểm duyệt liên quan đến PCBs của Hội nghị các bên
nếu thích hợp [29]. Hội nghị các bên sẽ kiểm tra tiến độ thực hiện việc loại
trừ PCBs, sau các khoảng thời gian 5 năm, hoặc vào thời gian khác nếu thích
hợp, có xem xét đến những báo cáo nói trên.
b. Đối với các phương pháp xử lý [29]
- Những chất hữu cơ bền vững đó phải được chuyển hóa một chiều,
không thuận nghịch.
- Quá trình thải bỏ không dẫn đến sự hoàn nguyên, tái chế, phục hồi, tái
sử dụng trực tiếp hoặc gián tiếp.
- PCDDs/Fs không được tạo thành trong chu trình xử lý.
- Hiệu quả phân hủy là 100% bao gồm tất cả những chất đầu vào và
những chất có thể được giải phóng ra.
- Tất cả những nhánh của chu trình phải được đặt dưới chế độ kiếm tra
và tái xử lý nghiêm ngặt nhất có thể.
- Không tạo ra các chất không kiểm soát được.
1.2.2. Các phương pháp xử lý PCBs
Nguyên lý cơ bản xử lý PCBs trong dầu thải biến thế phế thải: Năm

1850, nhà bác học người Pháp Aldolphe Wurtz đã phát minh ra rằng natri kim
loại có khả năng phản ứng hết sức mạnh mẽ với các ankyl halogen (R-X) tạo
thành aliphatic cacbon hydro no, muối natri halogen (NaX) và toả ra một khối
lượng nhiệt lớn (Q), theo phản ứng (1):
R-X + R-X + 2Na → R-R + 2NaX + Q

Phạm Văn Thế, 2011

- 12

(1)

Khoa Môi trường


Luận văn thạc sỹ

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

Trong đó, R: gốc ankyl; X=Cl, Br, F; Q: nhiệt lượng tỏa ra của phản
ứng.
Trên cơ sở phản ứng của Aldolphe Wurtz, năm 1860, Fitfig đã mở rộng
ra rằng, các hợp chất cacbonhydro thơm có chứa halogen cũng phản ứng
mạnh mẽ với natri kim loại, theo phản ứng (2):
R-X + Ar-X + 2Na → R-Ar + 2Na

(2)

Trong đó, Ar là hợp chất hydro cacbon thơm.
Dioxin, furan, PCBs là những hợp chất cacbonhydro thơm chứa

halogen. Vì thế, các hợp chất này có thể xử lý một cách hữu hiệu bằng
phương pháp này.
Hiện nay có một số phương pháp chính xử lý PCBs đã được nhiều tác
giả nghiên cứu như [2, 1, 9, 27, 13, 22] và một số nước có công nghệ này:
- Khử hoá học pha khí
- Khử xúc tác clo kiềm
- Kỹ thuật solvat hoá điện tử
- Quá trình khử muối
- Điện hoá
- Quá trình oxy hoá nước tiêu chuẩn cao
- Muối nóng chảy
- Xúc tác hydro hoá
- Kim loại nóng chảy
- Thiêu huỷ bằng đốt, nhiệt phân và nhiệt điện cao tần
- Khử độc bằng hơi nước

Phạm Văn Thế, 2011

- 13

Khoa Môi trường


Luận văn thạc sỹ

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

- Phương pháp thuỷ tinh hoá tại chỗ
- Phương pháp natri kim loại.
Trong đó, phương pháp thiêu đốt đã được nghiên cứu nhiều nhất và cũng là

phương pháp đang được ứng dụng ở nhiều nước, đặc biệt là các nước công
nghiệp phát triển như Mỹ, Canada, Pháp,... [25][26].
Thiêu huỷ bằng đốt là quá trình đốt cháy các vật liệu phế thải ở nhiệt độ
cao. Nếu thiêu huỷ bằng đốt được thiết kế và hoạt động chuẩn xác, các hợp
chất cơ clo sẽ được chuyển hoá hoàn toàn thành CO 2, nước và khí HCl. Với
nhiệt độ vận hành trên 12000C, thời gian 2 giây, quá trình đốt cháy hoàn toàn
sẽ đạt tới hiệu suất phân huỷ 99,9999% đối với bất kỳ chất hữu cơ nào, ngoại
trừ fluorocarbon.
Hiện tại việc xử lý PCBs và các hợp chất tương tự PCBs chủ yếu bằng
phương pháp thiêu đốt ở nhiệt độ cao > 1200 0C với các thiết bị hiện đại để
khống chế các thông số đốt, đặc biệt để kiểm soát các chất thải có chứa các
chất độc hại khác như đioxin, furan hay không [22]. Tuy nhiên chi phí cho
phương pháp này rất đắt nên hầu hết các nước đang phát triển không đủ khả
năng sử dụng phương pháp này, chỉ có các nước công nghiệp phát triển như
Mỹ và Tây Âu có các thiết bị hiện đại đạt tiêu chuẩn.
1.3. Bentonit
1.3.1. Bentonit trong tự nhiên
Bentonit có chất lượng tốt thường phân bố ở phần thấp của tập 2 và tại
chân các núi lửa, ở đó ngoài montmorillonit còn có hàm lượng đáng kể zeolit
(có thể tới 75%), bentonit có diện phân bố rất lớn, hình 3.

Phạm Văn Thế, 2011

- 14

Khoa Môi trường


Luận văn thạc sỹ

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

Hình 3. Sự hình thành bentonit trong tự nhiên
Các thành tạo bentonit chủ yếu phân bố ở các bồn trũng dọc đới địa hào
Sông Ba có nguồn gốc hồ phát triển trên bãi bồi, hồ móng ngựa hoặc tướng
hồ thung lũng giữa núi thuộc tập 3 của hệ tầng Sông Ba. Cấu trúc mặt cắt gồm
3-5 thân khoáng có cấu tạo phân lớp ngang mỏng - trung bình, cấu tạo nhịp;
đôi khi có dạng thấu kính hoặc xen kẹp. Bề dày các thân khoáng khoảng 1-3
m; cá biệt tới 5-6m.
Bentonit tuổi Neogen phân bố trong trầm tích tướng hồ - bãi bồi, hồ
móng ngựa phân bố ở phần thấp của hệ tầng Sông Ba. Bentonit thuộc loại này
có màu xám vàng, xám loang lổ, phớt tím; chất lượng kém: hàm lượng
montmorillonit thấp (40- 60%), độ thu hồi thấp, sét có độ phân tán không
cao. Diện phân bố rộng, độ dày lớn. Bentonit tuổi Neogen phân bố trong trầm
tích tướng hồ thung lũng giữa núi phân bố ở phần cao của tập 3. Bentonit
thuộc loại này có màu xám trắng, xám nhạt, xám xanh; chất lượng tốt: hàm

Phạm Văn Thế, 2011

- 15

Khoa Môi trường


Luận văn thạc sỹ

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

lượng montmorillonit cao (55- 80%); độ thu hồi lớn, sét có độ phân tán cao.
Diện phân bố hạn chế, bề dày nhỏ.

Bentonit tuổi Đệ tứ phân bố trong trầm tích tướng hồ trên bãi bồi, hồ
móng ngựa, tướng hỗn hợp sông-biển nằm kề cận các thân khoáng bentonit
tuổi Neogen; thường là sản phẩm tái lắng đọng từ các thân khoáng bentonit
tuổi Neogen có trước bị phá huỷ và có thể cả nguồn keo sét montmorillonit
mới hình thành trên vỏ phong hoá đưa vào. Bentonit thuộc loại này có màu
xám, xám đen, chất lượng thấp: hàm lượng montmorillonit 40-60%, độ thu
hồi rất thấp (25-30%), hàm lượng sắt cao,..
Bentonit trầm tích - phun trào phân bố ở Vân Hoà trong các hồ cảnh
quan núi lửa thuộc tập 2 hệ tầng Kon Tum. Bentonit được thành tạo trong các
lớp ở đới trung tâm hồ, hoặc tạo thành các thấu kính nhỏ ở những vũng vịnh
có chế độ nước yên tĩnh gần bờ. Cấu trúc mặt cắt gồm nhiều thân khoáng, cấu
tạo dạng thấu kính, phân lớp ngang. Độ phân lớp thay đổi từ phân lớp trung
bình, phân lớp mỏng đến vi phân lớp. Chiều dày thân khoáng thường nhỏ, từ
0,5 đến 1,5m. Tại phần trên của tập 2 các thân khoáng bentonit luân phiên xen
kẽ với các lớp điatomit. Bentonit có màu vàng đất đến trắng phớt vàng, bị nứt
nẻ nhiều gần như bị vỡ vụn, vết vỡ vỏ chai, trơn tay, hạt rất mịn.
1.3.2. Tính chất của bentonit
Bentonit là một loại khoáng sét tự nhiên có thành phần chính là
montmorillonit [31]. Công thức đơn giản nhất của montmorillonit là
Al2O3.4SiO2.nH2O, công thức này ứng với nửa tế bào cấu trúc. Công thức cho
một đơn vị cấu trúc lý tưởng của montmorillonit là (OH) 4Al4Si8O20.nH2O. Tuy
nhiên do sự thay thế đồng hình của Si 4+ trong tứ diện SiO4 bởi các ion kim
loại Al3+, Fe3+, Fe2+, Mg2+... hoặc Al3+ trong bát diện AlO6 bị thay thế đã làm
thay đổi thành phần của montmorillonit [17]. Kết quả nghiên cứu đã cho thấy

Phạm Văn Thế, 2011

- 16

Khoa Môi trường

Luận văn thạc sỹ

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

trong thành phần của montmorillonit chứa thêm các ion của các nguyên tố Fe,
Zn, Mg, Na, K... Còn tỷ lệ Al2O3 : SiO2 nằm trong khoảng từ 1:2 đến 1:4 [16].
Trong bentonit, ngoài thành phần chính của bentonit là montmorillonit
còn chứa một số khoáng sét khác như saponit (Al 2O3[MgO]4SiO2.nH2O);
nontronit (Al2O3[Fe2O3]4SiO2.nH2O); beidellit (Al2O3.3SiO2.nH2O); kaolinit;
clorit; mica và một số khoáng phi sét khác như canxit, pirit, manhetit, biotit...,
các muối kiềm và các chất hữu cơ [16].
Tính chất và cấu trúc của montmorillonit phụ thuộc rất nhiều vào thành
phần hóa học, nên phải xác minh thành phần bentonit để định hướng cho việc
biến tính sử dụng vào các mục đích công việc khác nhau.
1.3.3. Cấu trúc tinh thể và thành phần hóa học của montmorillonit
Montmorillonit là aluminosilicat tự nhiên thuộc nhóm có cấu trúc lớp
2:1, phân nhóm điocta. Tinh thể của montmorillonit được tạo nên từ hai mạng
tứ diện liên kết với một mạng bát diện xen giữa tạo nên một lớp cấu trúc. Xen
giữa các lớp cấu trúc là các cation trao đổi và nước hấp phụ, hình 4 [18][17].

Phạm Văn Thế, 2011

- 17

Khoa Môi trường


Luận văn thạc sỹ

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

Hình 4. Cấu trúc tinh thể của montmorillonit
Như nêu ở hình 4 có thể thấy các lớp cấu trúc của montmorillonit được
sắp xếp song song với mặt phẳng tạo bởi trục a và trục b. Các lớp cấu trúc xếp
chồng lên nhau theo hướng trục. Ngăn cách giữa các lớp cấu trúc là các cation
và nước hấp phụ. Toàn bộ hệ thống trên tạo nên mạng lưới không gian ba
chiều của tinh thể montmorillonit.
Mỗi lớp cấu trúc của montmorillonit có chiều dày là 9,6A 0 và chiều dày
sẽ là 15A0 khi tính cả lớp cation trao đổi và nước hấp phụ [31]. Chiều dày của
lớp cation trao đổi và nước hấp phụ không cố định mà thay đổi phụ thuộc vào
bản chất của cation trao đổi và lượng nước hấp phụ. Lượng nước càng lớn thì
chiều dày càng dày.
Trong tự nhiên, cấu trúc của montmorillonit không lý tưởng như đã
được trình bày ở trên, mà thường xảy ra sự thay thế đồng hình giữa các

Phạm Văn Thế, 2011

- 18

Khoa Môi trường


Luận văn thạc sỹ

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

cation. Người ta thường gặp chủ yếu sự thay thế cation Al 3+ bằng cation Mg2+
ở trong mạng bát diện, còn ở trong mạng tứ diện một phần không lớn cation

Si4+ bị thay thế bằng các cation Al3+ và Fe3+. Các tác giả [12] đã định lượng
Al3+ có thể thay thế trong mạng tứ diện lớn nhất khoảng 15%. Do sự thay thế
Cation đó nên nó làm xuất hiện điện tích âm trong mạng lưới. Để trung hòa
điện tích âm trong mạng lưới của montmorillonit, thì giữa các lớp cấu trúc
phải có các cation. Các cation này thường hay gặp là Na +, K+, Ca2+, Mg2+,
Fe2+, Li+... Các cation này bị hidrat hóa bởi các phân tử nước giữa hai lớp cấu
trúc.
Trong mạng bát diện chủ yếu xảy ra sự thay thế đồng hình của Al 3+
bằng Mg2+ với tỷ lệ Mg: Al trong mạng khoảng 1 : (4 đến 5), còn trong tứ
diện sự thay thế đồng hình xảy ra rất ít, nên tỷ lệ Al : Si trong mạng khoảng 1:
(15 đến 30). Do đó điện tích âm thu được khi thay thế cation phân bố sâu
trong lớp cấu trúc [20][18].
Thành phần hoá học của bentonit phụ thuộc vào điều kiện hình thành
chúng, bảng 1 và chính vì vậy thành phần hoá học của montmorillonit trong
các khoáng này cũng khác nhau.
Bảng 1. Thành phần hóa học của bentonit Di Linh và bentonit Hoa Kỳ
[3]

Thành phần hóa học Bentonit Di Linh (%) Bentonit Hoa Kỳ (%)
SiO2
53,99
58,6
Al2O3
20,50
19,59
Fe2O3
7,72
3,19
CaO
2,35

0,37
MgO
3,28
2,51
Na2O
0,60
1,69

Phạm Văn Thế, 2011

- 19

Khoa Môi trường


Luận văn thạc sỹ

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

Từ kết quả ở bảng trên, nhận thấy sét bentonit Di Linh thuộc loại
bentonit kiềm thổ vì có hàm lượng CaO và MgO cao và cao hơn hẳn so với
bentonit tiêu biểu của Hoa Kỳ (được dùng làm phụ gia cho công nghiệp dầu
mỏ). Tuy nhiên do hàm lượng Fe2O3 cao và hàm lượng Na2O trong sét
bentonit Di Linh quá thấp (hầu như các sét bentonit ở nước ta đều có hàm
lượng Na2O thấp) nên mức độ phân tán của sét trong nước kém, độ trương
phồng thấp, không đáp ứng đầy đủ các nhu cầu pha chế dung dịch khoan dầu
khí. Để có thể sử dụng sét bentonit Di Linh làm phụ gia pha chế dung dịch
khoan cần phải tiến hành hoạt hoá để chuyển bentonit Di Linh từ dạng kiềm
thổ sang dạng bentonit natri nhằm tăng độ phân tán của sét, tăng độ trương
nở... Trong thực tế để đánh giá chất lượng sét nói chung người ta thường dùng

một đại lượng liên quan đến tính chất cấu trúc cơ học và tính chất thấm lọc
của huyền phù sét. Đó là hệ số độ keo của sét, là tỷ số của hàm lượng phần
trăm hợp phần keo sét và hàm lượng phần trăm của sét.
1.3.4. Các tính chất bentonit
+ Tính chất trao đổi cation
Như đã nêu ra ở trên, vì trong bentonit chứa lượng lớn khoáng
montmorillonit, do vậy khi nói đến tính chất trao đổi cation của
montmorillonit, điều đó cũng đồng nghĩa với nói đến đặc trưng về tính chất
này của bentonit. Do mạng cấu trúc đặc trưng của montmorillonit, nên các
cation trong cấu trúc của montmorillonit thường xảy ra sự thay thế đồng hình
của các cation. Sự thay thế các cation có hóa trị cao bởi cation có hóa trị thấp
hơn gây ra sự thiếu hụt điện tích dương trong cấu trúc bát diện và tứ diện. Kết
quả là xuất hiện các điện tích âm trên bề mặt phiến sét. Đối với
montmorillonit, sự thay thế đồng hình chủ yếu xảy ra trong lớp bát diện giữa
hai lớp tứ diện của phiến sét. Liên kết của các cation với bề mặt phiến sét là

Phạm Văn Thế, 2011

- 20

Khoa Môi trường


Luận văn thạc sỹ

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

tương đối yếu, vì vậy các cation này dễ dàng di chuyển và trao đổi với các
cation khác, hình 5. Khả năng trao đổi cation của montmorillonit phụ thuộc
vào hóa trị và bán kính cation trao đổi. Thông thường, các cation có hóa trị

nhỏ và bán kính nhỏ dễ bị trao đổi hơn.

Vị trí trao đổi bên ngoài

Vị trí trao đổi bên trong

Hình 5. Các vị trí trao đổi của montmorillonit [3]
Ngoài ra do sự gãy vỡ các phiến sét, ở các cạnh bên mới hình thành
xuất hiện một vài nhóm mới của cấu trúc silic mang tính axit yếu hoặc một
vài nhóm aluminat mang tính bazơ yếu. Điện tích trên cạnh mới hình thành
phụ thuộc vào pH môi trường mà nó tồn tại.
Dung lượng trao đổi cation CEC (Cation exchange capacity) được định
nghĩa là tổng số cation trao đổi trên một đơn vị khối lượng sét bentonit, có
đơn vị là mili đương lượng gam (meq) trên 100g sét khô [3].
Dung lượng trao đổi cation của sét gồm hai phần: dung lượng trao đổi
cation trên bề mặt và dung lượng trao đổi cation bên trong.. Dung lượng trao
đổi cation trên bề mặt phiến sét thường có giá trị khoảng 5 – 10 meq, trong
khi ở giữa các lớp cấu trúc vào khoảng 40 – 120 meq.
Do khả năng dễ dàng trao đổi cation nên khoáng sét bentonit có rất
nhiều ứng dụng trong các lĩnh vực khác nhau. Ví dụ sự trao đổi Ca2+ bằng Na+

Phạm Văn Thế, 2011

- 21

Khoa Môi trường


Luận văn thạc sỹ

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

đã chuyển hóa bentonit canxi kém trương nở thành bentonit natri có độ trương
nở cao, ứng dụng để pha chế dung dịch khoan gốc nước. Hoặc trao đổi cation
kim loại với các amin bậc 4 để tạo thành sét hữu cơ làm thay đổi tính chất cơ
bản của sét từ sét ưu nước thành sét hữu cơ ưa dầu. Sét hữu cơ khi đó được sử
dụng làm dung dịch khoan gốc dầu, làm phụ gia chế tạo vật liệu nano
composit, làm vật liệu xử lý môi trường [28].
+ Tính chất trương nở
Trương nở là một trong những tính chất đặc chưng của khoáng sét
bentonit. Khi tiếp xúc với nước hoặc môi trường không khí ẩm sét bentonit bị
trương nở, thể tích có thể tăng lên 15 – 20 lần so với thể tích khô ban đầu,
bảng 2. Trong quá trình trương nở, nước xâm nhập vào và bị giữ lại trong
khoảng không gian giữa các phiến sét. Lượng nước hấp phụ này phụ thuộc rất
nhiều vào khả năng hydrat hóa của các cation. Kích thước, hình dạng của các
cation giữa các lớp cũng ảnh hưởng đến khả năng hydrat hóa và trương nở
sét. Các cation có bán kính hydrat hóa lớn sẽ làm cho khoảng cách giữa hai
phiến sét rộng ra, tạo điều kiện cho sự trương nở sét. Bên cạnh đó, sự liên kết
của các cation kim loại và điện tích trên bề mặt phiến sét cũng ảnh hưởng đến
sự trương nở [28].
Bảng 2. Đường kính hydrat hóa của một số cation kim loại [5]
Catio

Đường

Đường kính

n

kính ion

Đường

Đường kính

hydrat hóa

kính ion

hydrat hóa

(A0)

(A0)

(A0)

(A0)

Li+

1,56

14,6

Mg2+

1,30

21,6

Na+

1,9

11,2

Ca2+

1,98

19,2

K+

2,66

7,6

Al3+

1,00

18,0

NH4+

2,86

5,0

-

-

-

Phạm Văn Thế, 2011

Cation

- 22

Khoa Môi trường


Luận văn thạc sỹ

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

+ Tính chất hấp phụ của bentonit
Tính chất hấp phụ của khoáng sét bentonit được quyết định bởi tính
chất bề mặt và cấu trúc lớp của chúng. Theo tính toán, diện tích bề mặt của
bentonit vào khoảng 200 – 760 m2/g trong khi diện tích bề mặt của cao lanh là
vào khoảng 15 – 20 m2/g, silicagel 200 – 800 m2/g. Diện tích bề mặt của
bentonit gồm diện tích bề mặt ngoài và diện tích bề mặt trong. Diện tích bề
mặt trong được xác định bởi khoảng không gian giữa các lớp trong cấu trúc
tinh thể, diện tích bề mặt ngoài phụ thuộc vào kích thước hạt, hạt càng nhỏ thì
diện tích bề mặt ngoài càng lớn, do đó khả năng hấp phụ càng cao.
+ Khả năng mất nước của bentonit

Bentonit chứa montmorillonit mất nước tự do ở 1000C, mất nước liên
kết vật lý ở 150 – 200 0C, mất nước liên kết hóa học ở 200 0C tới 4000C, mất
nước tinh thể ở 7000C và bị phân hủy thành chất vô định hình trong khoảng
735 tới 8500C.
1.3.5. Khoáng sét bentonit ở Việt Nam
Việt Nam có nguồn khoáng sét bentonit khá phong phú [5], phân bố ở các
vùng miền của tổ quốc, như ở thung lũng Sông Ba (Phú Yên), Di Linh
(Lâm Đồng), Tuy Phong (Bình Thuận), Cổ Định (Thanh Hóa),...
+ Mỏ khoáng sét bentonit Di Linh.
Mỏ khoáng sét bentonit Di Linh có diện tích phân bố khoảng 2,4 km 2
trên cao nguyên Di Linh, có trữ lượng khoảng 20 triệu tấn. Nguồn sét này là
sản phẩm phong hóa từ tro, tro núi lửa, thủy tinh núi lửa được lắng đọng trong
môi trường nước. Sét có màu xám xanh, xanh lục, vàng phớt xanh hoặc phớt
nâu. Thành phần chính của khoáng sét bentonit Di Linh là montmorillonit

Phạm Văn Thế, 2011

- 23

Khoa Môi trường


Luận văn thạc sỹ

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

canxi với hàm lượng khoảng 35 – 40%, ngoài ra còn chứa các tạp chất khác
như caolinit, canxit, dolomit, hydromica, vermiculit. Trữ lượng khoáng sét ở
mỏ này khoảng 10 triệu tấn. Dung lượng trao đổi cation trung bình khoảng 10
meq/100g sét khô. Cation trao đổi chủ yếu là Ca 2+ và Mg2+. Khoáng sét

bentonit Di Linh thuộc nhóm bentonit canxi có hệ số trương nở thấp.
+ Mỏ khoáng sét bentonit Tuy Phong
Khoáng sét bentonit Tuy Phong thuộc loại bentonit natri trương nở.
Tổng trữ lượng có thể khai thác vào khoảng 75 triệu tấn (Nha Mé và thung
lũng Vĩnh Hảo). Hàm lượng montmorillonit natri trong bentonit Tuy Phong
không cao, chiếm khoảng 12 – 20%, còn lại là tạp chất. Các loại tạp chất chủ
yếu là canxit, thạch anh vi tinh thể, fenspat, cao lanh.
+ Mỏ khoáng sét bentonit Cổ Định
Khoáng sét bentonit Cổ Định nằm ở huyện Triệu Sơn tỉnh Thanh Hóa.
Mỏ khoáng sét bentonit Cổ Định có trữ lượng khoảng 2 triệu tấn. Thành phần
chủ yếu là khoáng montmorillonit. Dung lượng trao đổi cation của khoáng sét
bentonit Cổ Định không cao, chỉ vào khoảng 9 meq/100g bentonit.
1.3.6. Xúc tác là oxit kim loại
Các hợp chất clo hữu cơ nói chung và policlobiphenyl (PCBs) nói riêng
được các nhà khoa học tập trung nghiên cứu để đưa ra quy trình xử lý phù
hợp nhất. Hướng nghiên cứu phân hủy chúng ở nhiệt độ thấp và ít sinh ra chất
độc thứ cấp được chú ý nhất.
Trong các phương pháp xử lý các hợp chất clo hữu cơ, chỉ có phương
pháp thiêu đốt ở vùng nhiệt độ cao là được sử dụng phổ biến hơn cả. 99,99%
2,4,5-triclophenoxyaxetic axit (2,4,5-T) đã được chuyển hoá khi thiêu ở vùng
nhiệt độ cao (900 - 1200oC) [28]. Tuy nhiên, sản phẩm phụ của quá trình thiêu
đốt các hợp chất clo hữu cơ ở nhiệt độ cao đã được báo cáo là có sinh ra

Phạm Văn Thế, 2011

- 24

Khoa Môi trường

Luận văn thạc sỹ

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

dioxins và furans, và cũng tiêu thụ một lượng lớn năng lượng. Do đó phương
pháp oxy hoá nhiệt trên các hệ xúc tác thực hiện ở nhiệt độ thấp hơn và sử
dụng ít nhiên liệu hơn đang được nghiên cứu áp dụng. Để loại bỏ hoặc làm
giảm các hợp chất clo hữu cơ độc phát thải vào môi trường thì việc sử dụng
các xúc tác trong phân huỷ các hợp chất này là giải pháp hữu hiệu nhất. Tuy
nhiên, do sản phẩm của quá trình xúc tác oxy hoá có các chất có tính ăn mòn
cao và dễ dàng phản ứng với các kim loại và oxit kim loại (điển hình là HCl)
nên các nghiên cứu này cũng kèm theo nghiên cứu về sự giảm hoạt tính của
xúc tác.
Seiichiro Imamura và cộng sự đã tiến hành nghiên cứu khả năng xử lý
1,2-dicloetan trên cơ sở các xúc tác MgO, CaO, Cr 2O3, CuO, CeO2, TiO2/SiO2
[27]. Kết quả nghiên cứu cho thấy các hệ xúc tác đơn oxit và xúc tác mang
đều có khả năng chuyển hoá 1,2-dicloetan thành sản phẩm oxy hoá hoàn toàn
với hiệu suất đạt trên 60% ở nhiệt độ xử lý cao hơn 400oC.
Yan Liu và cộng sự đã tiến hành nghiên cứu xử lý clobenzen bằng xúc
tác trong vùng nhiệt độ 300 – 400 oC [34]. Kết quả nhận được khi sử dụng 0,1
g xúc tác CaO và nồng độ hexaclobenzen trong pha khí tương đương 1%,
hiệu suất chuyển hoá hexaclobenzen đạt 32% ở 300oC và đạt 90,8% ở nhiệt
độ 400oC.
Trong số các nghiên cứu này, các hệ xúc tác Pd-Fe, Cu 2O, CuO được
xử dụng nhiều hơn cả . Các kết quả nghiên cứu của R. Weber và cộng sự cho
thấy các xúc tác đồng oxit có khả năng xử lý tốt các hợp chất clo hữu cơ,
thậm chí cả các hợp chất có độc tính cao như dioxin và furan [32].
Trong hầu hết các nghiên cứu xử lý các hợp chất clo hữu cơ bằng xúc
tác oxy hoá đều bị ảnh hưởng bởi một số yếu tố như tính chất hoá lý của vật
liệu xúc tác, nồng độ chất phản ứng, môi trường phản ứng và thời gian phản

Phạm Văn Thế, 2011

- 25

Khoa Môi trường