BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO
BỘ QUỐC PHÒNG
VIỆN KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ QUÂN SỰ
--------------------------

ĐÀO DUY HƯNG

NGHIÊN CỨU ĐỘNG HỌC QUÁ TRÌNH PHÂN HỦY TRONG
MÔI TRƯỜNG NƯỚC CỦA HỢP CHẤT CÓ TÍNH NỔ DẠNG
ESTE NITRAT VÀ NITROTOLUEN BẰNG MỘT SỐ TÁC NHÂN
OXI HÓA NÂNG CAO

Chuyên ngành: Hóa lý thuyết và Hóa lý
Mã số

: 62 44 01 19

TÓM TẮT LUẬN ÁN TIẾN SĨ HÓA HỌC

HÀ NỘI - 2017


Công trình được hoàn thành tại:
Viện Khoa học và Công nghệ quân sự - Bộ Quốc phòng

Người hướng dẫn khoa học:
PGS.TS Đinh Ngọc Tấn
GS.TSKH Đỗ Ngọc Khuê
Phản biện 1: GS.TSKH Nguyễn Đức Hùng

Phản biện 2: PGS.TS Đinh Thị Mai Thanh

Nghiên cứu đặc điểm phản ứng phân hủy 2,4-Dinitrotoluen, nitro glycerin
trong môi trường nước bằng tác nhân Fenton, Tạp chí Hóa học, T53 (3),
tr.348-351.
6. Vu Quang Bach, Dao Duy Hung, Do Ngoc Khue, Nguyen Van Anh,
Tran Dai Lam, Do Binh Minh, Nguyen Tien Dung (2015). Application
of chromatographic methods to study the degradation of nitramines,
nitroaromatic compounds and nitrate esters by photo-Fenton process.
The 4th analytica Vietnam conference, 2015, pp.147-152.
7. Do Ngoc Khue, Tran Dai Lam, Dao Duy Hung, Vu Quang Bach,
Nguyen Van Anh, Nguyen Hoai Nam, Nguyen Viet Thai and Do Binh
Minh (2017). Parameters controlling the advanced oxidation degradation
kinetics of nitroglycerin and pentaerythritol tetranitrate, Green Process
Synth, DOI 10.1515.


1
MỞ ĐẦU
Hoạt động quân sự, đặc biệt là hoạt động của các cơ sở sản xuất quốc
phòng đang tạo ra các chất thải nguy hại cần phải được xử lý một cách triệt
để. Các nhà máy sản xuất vật liệu nổ, các cơ sở lưu giữ, bảo dưỡng, xử lý
các loại bom mìn, đạn dược làm phát sinh ra lượng lớn chất thải nguy hại,
trong đó chủ yếu là các loại chất thải có tính nổ như trinitrotoluen (TNT),
dinitrotoluen (DNT), octogen (HMX), hexogen (RDX), nitroglyxerin (NG),
pentrit (PENT).... Các chất thải này nếu không được xử lý sẽ bị phát tán gây
ô nhiễm cho môi trường nước, đất, không khí và ảnh hưởng xấu đến sức
khỏe của con người.
Hiện nay, trên thế giới và trong nước đã có nhiều phương pháp xử lý các
chất thải trong ngành sản xuất thuốc phóng - thuốc nổ như: hấp phụ trên
than hoạt tính, sử dụng bức xạ UV, oxy hóa khử điện hóa, sử dụng các tác
nhân oxy hóa tiên tiến, tác nhân sinh học... Mỗi phương pháp đều có những

phóng, thuốc nổ bằng một số tác nhân oxi hóa nâng cao.
Phương pháp nghiên cứu:
Để nghiên cứu đặc điểm động học phản ứng dựa trên sự thay đổi nồng
độ chất phản ứng, độ chuyển hóa đã sử dụng thiết bị phân tích sắc ký lỏng
hiệu năng cao (HPLC).
Để xác định các phương trình động học mô tả phản ứng phân hủy với tác
nhân .OH đã sử dụng mô hình đo tốc độ đầu theo nồng độ đầu.
Để đánh giá hiệu quả chuyển hóa các hợp chất ENs và NTs đã sử dụng
phương pháp so sánh độ chuyển hóa các chất phản ứng.
Mục tiêu của luận án:
Xác định được khả năng chuyển hóa và mô hình động học quá trình
phân hủy trong môi trường nước của một số hợp chất có tính nổ dạng este
nitrat (như: NG, PETN) và nitrotoluen (như: TNT, DNT) bằng một số tác
nhân oxi hóa nâng cao không và có kết hợp bức xạ UV. Trên cơ sở các kết
quả nghiên cứu lựa chọn, đề xuất được giải pháp công nghệ có tính khả thi
để khử độc cho môi trường bị nhiễm đồng thời một số thuốc nổ dạng este
nitrat.
Các nội dung chính của luận án:
1. Khảo sát, đánh giá được khả năng chuyển hóa ENs, NTs bằng tác
nhân quang hóa (UV), oxi hóa cổ điển (H2O2) và hệ phản ứng oxi hóa
nâng cao (UV-H2O2, Fenton, UV-Fenton).
2. Nghiên cứu xây dựng mô hình động học thực nghiệm biểu diễn quá
trình chuyển hóa, phân hủy các hợp chất este nitrat, nitrotoluen bằng các
tác nhân oxi hóa là UV, H2O2 và hệ phản ứng oxi hóa nâng cao trên cơ sở
gốc hydroxyl (UV-H2O2, Fenton, UV-Fenton), trọng tâm là mô hình động
học giả bậc nhất dựa theo phương pháp đo tốc độ đầu và nồng độ đầu của
phản ứng.


3

1.1.4. Đặc điểm tác nhân gốc hydroxyl (.OH)
1.1.5. Đặc điểm quá trình Fenton phân hủy các hợp chất hữu cơ trong môi
trường nước


4
1.1.6. Đặc điểm quá trình quang Fenton phân hủy các hợp chất hữu cơ
trong môi trường nước
1.2. Đặc điểm cấu tạo, tính chất hóa lý, độc tính của một số hợp chất
có tính nổ

(NG)

(PETN)

(TNT)
(DNT)
1.3. Hiện trạng nghiên cứu, ứng dụng các quá trình oxi hóa nâng cao
để chuyển hóa và phân hủy hợp chất độc hại có tính nổ nhiễm trong
môi trường nước
1.3.1. Hiện trạng nghiên cứu phân hủy các hợp chất hữu cơ có tính nổ
nhóm este nitrat trong môi trường nước
Các hợp chất có tính nổ nhóm este nitrat đã được một số tác giả nghiên
cứu xử lý trong môi trường nước, tuy nhiên các tác giả mới dừng lại
nghiên cứu sử dụng phương pháp thủy, sử dụng tác nhân Fe, Fe nano để
chuyển hóa, phân hủy. Các kết quả cho thấy sự chuyển hóa các hợp chất
này trong điều kiện thường là khó khăn, khi kết hợp thêm các tác nhân như
sóng siêu âm, nhiệt độ, thì hiệu quả chuyển hóa tăng lên đáng kể. Tuy
nhiên về bản chất quá trình nghiên cứu ở đây vẫn dừng lại ở việc sử dụng
tác thủy phân hay tác nhân có tính khử để phân hủy hợp chất este nitrat.

ký lỏng hiệu năng cao (HPLC), cân phân tích CHYO (Nhật Bản), máy
đo pH...
2.2.1.2. Thiết bị công nghệ
Mô hình thiết bị phản ứng oxi hóa và quang hóa các hợp chất ENs, NTs.
2.2.2. Hóa chất dùng để nghiên cứu
- Các hợp chất ENs; NTs có độ sạch phân tích.
- Các dung môi: axetonitryl, etanol, metanol có độ sạch dùng cho phân
tích HPLC.
- H2O2, FeSO4.7H2O, HNO3, H2SO4, NaOH... có độ sạch phân tích và một số
hoá chất khác.
2.3. Phương pháp nghiên cứu
2.3.1. Phương pháp phân tích xác định hàm lượng ENs, NTs
Bảng 2.1. Điều kiện đo và thời gian lưu (tR) ứng với đỉnh pic HPLC của
các hợp chất ENs, NTs
Hợp chất
NG PETN TNT DNT
Tỉ lệ pha động (ACN/H2O)
70:30 70:30 70:30 70:30
Tốc độ dòng (ml/ph)
1
1
1
1
Thời gian lưu, tR (phút)
3,86
4,56
4,0
4,17
215
204

‫ܥ‬଴ − ‫ܥ‬௧
ߟ=
x100
‫ܥ‬଴
Ở đây : η là độ chuyển hóa của các hợp chất (%),
C0- nồng độ tại thời điểm t=0, mM ;
Ct- nồng độ tại thời điểm t, mM.
2.3.5.3. Phương pháp xác định hằng số tốc độ phản ứng oxi hóa giả bậc
nhất
Phương pháp nghiên cứu động học và xác định bậc phản ứng oxi hóa
của DNT, NG bằng các tác nhân dựa vào kết quả đo sự biến đổi nồng độ
ENs, NTs theo thời gian phản ứng.
Cơ sở của phương pháp này là phương trình động học giả bậc nhất:


7
ln{C/Co}= - k’.t
Ở đây: C và Co là nồng độ ENs, NTs tại thời điểm t và t=0 trong quá
trình phản ứng với các tác nhân, k’ là hằng số tốc độ phản ứng giả bậc
nhất, t- thời gian phản ứng. Dựa trên kết quả đo sự biến đổi chỉ số C và Co
và xây dựng đồ thị phụ thuộc -ln{C/Co} - t sẽ tính được hằng số tốc độ
phản ứng giả bậc nhất (k’).
2.3.6. Phương pháp xử lý số liệu thực nghiệm
Để xử lý các số liệu thực nghiệm, luận án đã sử dụng phương pháp bình
phương cực tiểu.
CHƯƠNG 3: KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN
3.1. Nghiên cứu đặc điểm quá trình chuyển hóa các hợp chất este
nitrat bằng tác nhân quang hóa (UV), oxi hóa cổ điển (H2O2) và oxi
hóa nâng cao (UV- H2O2, Fenton, UV-Fenton)
3.1.1. Các yếu tố ảnh hưởng đến độ chuyển hóa các hợp chất este nitrat

độ chuyển hóa chuyển hóa NG có giá trị tăng dần theo thời gian, sau 60
phút phản ứng độ chuyển hóa chuyển hóa NG đạt 58,4% ở pH=2; 64,1% ở
pH=3 và 25,8% ở pH=5.
Như vậy trong hệ phản ứng ENs/Fenton thì pH=3 là thích hợp nhất.
Đối với hệ ENs/UV-Fenton nhận thấy độ chuyển hóa PETN, NG có giá
trị tăng khi tăng giá trị pH từ 2 lên 3, tuy nhiên tiếp tục tăng pH lên 5 thì
độ chuyển hóa bị giảm đi, điều này phù hợp với quy luật chung về ảnh
hưởng của pH tới phản ứng Fenton mà các tác giả khác đã phát hiện giống
như với quy luật biến đổi giá trị độ chuyển hóa PETN, NG trong hệ phản
ứng PETN/Fenton, NG/Fenton. Tuy nhiên hiệu quả chuyển hóa các hợp
chất ENs bằng tác nhân Fenton trong điều kiện có sử dụng bức xạ UV lớn
hơn nhiều so với trường hợp không sử dụng bức xạ UV.
3.1.1.3. Ảnh hưởng của nhiệt độ dung dịch tới độ chuyển hóa ENs trong hệ
phản ứng ENs/Fenton; ENs/UV-Fenton
a) Ảnh hưởng của nhiệt độ đến độ chuyển hóa PETN, NG bằng tác nhân
Fenton:
Từ các kết quả nghiên cứu nhận thấy việc tăng nhiệt độ dung dịch trong
khoảng từ 20 oC đến 40 oC đều dẫn đến độ chuyển hóa các hợp chất
PETN, NG tăng lên. Cụ thể sau 60 phút phản ứng trong hệ PETN/Fenton ở
nhiệt độ 20; 30 và 40 (oC), độ chuyển hóa lần lượt đạt giá trị 62,1; 82,9 và
96,2 (%), còn với hệ NG/Fenton độ chuyển hóa lần lượt đạt 49,9; 69,9 và
93,6 (%).
b) Ảnh hưởng của nhiệt độ đến độ chuyển hóa PETN, NG bằng tác nhân
UV- Fenton:
Từ các kết quả nghiên cứu cũng nhận thấy việc tăng nhiệt độ dung dịch
từ 20 oC đến 40 oC đều dẫn sự tăng đáng kể độ chuyển hóa hợp chất
PETN, NG.


9

0.14
0.12
0.1
0.08
0.06
0.04
0.02
0

y = 0.0011x
R² = 0.9956

NG/UV
PETN/UV

0

10

20

30

40

50

60

70

a) Ảnh hưởng của nồng độ H2O2 đến đặc trưng động học phản ứng chuyển
hóa PETN, NG bằng tác nhân Fenton:
Phản ứng chuyển hóa ENs bằng tác nhân Fenton tuân theo mô hình phản
ứng giả bậc nhất.
Bảng 3.13. Phương trình tốc độ và hằng số tốc độ phản ứng giả bậc nhất
(k’) của hệ phản ứng PETN/Fenton ở các điều kiện nồng độ H2O2 khác
nhau (C0PETN = 0,056 mg/l; C0Fe2+=0,4 mM; pH = 3; to=25 oC)
Phương trình tốc độ
Hằng số tốc độ k’ (ph-1)
Nồng độ H2O2
10mM
y = 0,026x; R2 = 0,978
0,026
2
40mM
y = 0,022x; R = 0,976
0,022
2
160mM
y = 0,02x; R = 0,972
0,020
Bảng 3.14. Phương trình tốc độ và hằng số tốc độ phản ứng giả bậc nhất
(k’) của hệ phản ứng NG/Fenton ở các điều kiện nồng độ H2O2 khác nhau
(C0NG = 0,228 mg/l; C0Fe2+=0,4 mM; pH = 3; to =25 oC)
Nồng độ H2O2
Phương trình tốc độ
Hằng số tốc độ k’ (ph-1)
10mM
y = 0,016x; R2 = 0,996
0,016

3

0,026

5
y = 0,015x; R2 = 0,984
0,015
Bảng 3.16. Phương trình tốc độ và hằng số tốc độ phản ứng giả bậc nhất
(k’) của hệ phản ứng NG/Fenton ở các điều kiện nồng độ H2O2 khác nhau
(C0NG=0,228 mM; C0Fe2+=0,4 mM; C0H2O2 = 10 mM; to =25 oC)
Giá trị pH
Phương trình tốc độ
Hằng số tốc độ k’ (ph-1)
2
y = 0,014x; R2 = 0,995
0,014
3
y = 0,016x; R2 = 0,996
0,016
5
y = 0,005x; R2 = 0,973
0,005
c. Ảnh hưởng của nhiệt độ đến đặc điểm động học phản ứng chuyển hóa
PETN, NG:
Theo các số liệu đã nghiên cứu, ta có các đồ thị biểu diễn mối quan hệ
giữa giá trị -ln(C/Co) và thời gian phân huỷ của hệ PETN/Fenton và
NG/Fenton như sau (hình 3.28; 3.29):
y = 0.0544x
R² = 0.9987


35(oC)
40(oC)

0
0

10

20

30

40

50

60

70

t(ph)

Hình 3.28. Ảnh hưởng của nhiệt độ đến sự phụ thuộc -ln(C/Co) vào thời
gian phản ứng trong hê PETN/Fenton


12
y = 0.0451x
R² = 0.9972


0

10

20

30

40

50

60

70

35(oC)
40(oC)

t(ph)

Hình 3.29. Ảnh hưởng của nhiệt độ đến sự phụ thuộc -ln(C/Co) vào thời
gian phản ứng trong hê NG/Fenton
Từ các số liệu thực nghiệm ta tính được năng lượng hoạt hóa biểu
kiến Ea:
Ea(PETN) = 43,98 kJ/mol
Ea(NG) = 53,49 kJ/mol
Qua số liệu này ta nhận thấy Ea(NG)>Ea(PETN), như vậy càng cho thấy phân
tử hợp chất PETN trong môi trường nước có khả năng phản ứng với tác
nhân oxi hóa mạnh hơn NG.

0,228
0,0204
33,978
0,0123 56,353
* Ảnh hưởng của hợp chất trung gian đến thời gian bán hủy của ENs
trong hệ ENs/Fenton
Bảng 3.20. Thời gian bán hủy t1/2 của PETN, NG tron hệ PETN/Fenton;
NG/Fenton tính theo phương pháp đo tốc độ đầu
Hệ PETN/Fenton
Hệ NG/Fenton
0
0
C PETN (mM)
t1/2 (ph)
C NG (mM)
t1/2 (ph)
0,0112
25,93
0,0451
35,11
0,028
28,60
0,114
41,49
0,056
33,00
0,228
52,05



2
160
Y=0,048x; R =0,982
0,048
b) Ảnh hưởng của pH đến đặc trưng động học phản ứng chuyển hóa ENs
bằng tác nhân UV-Fenton:
Bằng phương pháp tính toán giá trị hằng số tốc độ theo mô hình phản
ứng giả bậc nhất cũng nhận được các giá trị hằng số tốc độ (k’) ở các điểm
pH khác nhau như sau (bảng 3.23).
Bảng 3.23. Ảnh hưởng của pH đến phương trình tốc độ và hằng số tốc độ
biểu kiến của phản ứng giả bậc nhất ứng với hệ PETN/UV-Fenton và
NG/UV-Fenton
Hệ PETN/UV-Fenton
Hệ NG/UV-Fenton
pH
Phương trình tốc độ k’(ph-1) Phương trình tốc độ k’(ph-1)
2
Y=0,074X,
0,074
Y=0,057X;
0,057
2
2
R =0,995
R =0,987
3
Y=0,113X,
0,113
Y=0,065X;
0,065

0.5
0

y = 0.182x
R² = 0.9828

y = 0.2459x
R² = 0.988

y = 0.1115x
R² = 0.9847

y = 0.1488x
R² = 0.9597

20(oC)
y = 0.0874x
R² = 0.9807

25(oC)
30(oC)
35(oC)

0

5

10

15

y = 0.1518x
R² = 0.988

4
3
2

20(oC)

y = 0.0632x
R² = 0.9846

25(oC)

y = 0.0508x
R² = 0.9871

30(oC)
35(oC)

1

40(oC)

0
0

10

20

t1/2
C0NG (mM)
k’
t1/2 (ph)
(mM/ph) (ph)
(mM/ph)
0,0112
0,136 5,097
0,0451
0,048 14,441
0,028
0,199 3.483
0,114
0,0532 13,029
0,056
0,281 2,467
0,228
0,0585 11,849
* Ảnh hưởng của hợp chất trung gian đến thời gian bán hủy của phản ứng
trong hệ ENs/UV-Fenton


15
6
5

t1/2(ph)

4
3


t1/2(1)
t1/2(2)

1

2

3

Hình 3.53. Biểu đồ so sánh giá trị thời gian bán hủy của NG xác định theo
phương pháp giả bậc nhất t1/2(1) và phương pháp đo tốc độ đầu t1/1(2)
(1- ứng với C0NG=0,228 mM; 2- với C0NG=0,114 mM;
3-với C0NG=0,0451 mM)
3.2. Nghiên cứu đặc điểm quá trình chuyển hóa một số hợp chất NTs
bằng tác nhân H2O2; Fenton bằng tác nhân quang hóa (UV), oxi hóa
thông thường (H2O2) và oxi hóa nâng cao (UV-H2O2, Fenton, UVFenton)
3.2.1. Đặc điểm quá trình chuyển hóa DNT, TNT bằng tác nhân UV
Động học quá trình chuyển hóa của ENs bằng bức xạ UV tuân theo quy
luật phản ứng bậc nhất.
3.2.2. Đặc điểm quá trình chuyển hóa một số hợp chất NTs bằng tác nhân H2O2
3.2.2.1. Độ chuyển hóa các hợp chất NTs bằng tác nhân H2O2
Qua kết quả nghiên cứu nhận thấy tác nhân H2O2 đều có khả năng chuyển
hóa DNT hay TNT. Ở các giá trị nồng độ tác nhân oxi hóa H2O2 khác nhau
thì độ chuyển hóa có các giá trị khác nhau. Tuy nhiên quy luật biến đổi độ
chuyển hóa của DNT, TNT cơ bản là như nhau, cụ thể: độ chuyển hóa tăng
dần theo thời gian, ở nồng độ H2O2 = 10 mM độ chuyển hóa phân hủy
DNT, TNT sau 60 phút phản ứng đạt giá trị lần lượt là 47.4%; 31,1%, cùng
thời gian phản ứng này thì khi tăng nồng độ H2O2 lên giá trị là 40 mM và


160mM
0,012
0,0062
63,0134
111,798
3.2.3. Đặc điểm quá trình chuyển hóa các hợp chất NTs bằng tác nhân
UV-H2O2
Bảng 3.35. Phương trình động học, hằng số k’ và thời gian bán hủy t1/2 của
phản ứng phân hủy DNT trong hệ DNT/UV-H2O2 (UV=254 nm; pH=3)
H2O2 (mM)
Phương trình tốc độ
k’ (ph-1)
t1/2 (ph)
10
Y=0,0213x; R2=0,9605
0,0213
32,542
2
40
Y=0,0222x; R =0,9632
0,0222
31,223
2
160
Y=0,0194x; R =0,99
0,0198
35,007
Bảng 3.36. Phương trình động học, hằng số k’ và thời gian bán hủy t1/2 của
phản ứng phân hủy TNT trong hệ TNT/UV-H2O2 (UV=254 nm; pH=3)
H2O2 (mM) Phương trình tốc độ

70
60
50
40
30
20
10
0

H2O2=10mM
H2O2=40mM
H2O2=160mM

0

10

20

30

40

50

60

70

t(ph)


40

50

60

70

t(ph)

Hình 3.61. Độ chuyển hóa TNT bằng tác nhân Fenton ở các nồng độ H2O2
khác nhau (C0TNT=0,53 mM; C0Fe2+=0,4 mM; pH=3; to=25oC)
Qua hình 3.60; 3.61 và tính toán ta thu được các giá trị động học của
DNT; TNT trong hệ phản ứng DNT/Fenton; TNT/Fenton như sau:
Bảng 3.37. Phương trình động học, hằng số tốc độ biểu kiến (k’) và thời
gian bán hủy của phản ứng DNT/Fenton; TNT/Fenton
Hệ phản ứng Nồng độ H2O2 Phương trình
k’
t1/2 (ph)
-1
(mM)
tốc độ
(ph )
DTN/Fenton
10
Y=0,0462x
0,0462
15,003
40

pH=3

pH=5

pH=2

pH=3

pH=5

42.7

82.49
77.61

38.6
62.58
29.1

a) Hệ DNT/Fenton

b) Hệ TNT/Fenton
Hình 3.64. Ảnh hưởng của pH đến độ chuyển hóa NTs bằng tác nhân
Fenton
3.2.4.3. Ảnh hưởng của nhiệt độ đến đặc điểm phản ứng chuyển hóa DNT,
TNT trong hệ NTs/Fenton
Bảng 3.38. Ảnh hưởng của nhiệt độ đến hằng số k’ của DNT, TNT trong
hệ NTs/Fenton
0
Nhiệt độ ( C)

Fenton
40
y=0,162x; R2=0,998
0,162
2
160
y=0,131x; R =0,97
0,131


19
TNT/UVFenton

10
40
160

y=0,054x; R2=0,975
y=0.141x; R2=0,987
y=0,1x; R2=0995

0,054
0,141
0,100

3.2.5.2. Ảnh hưởng của pH đến độ chuyển hóa các hợp chất NTs
Kết quả xác định ảnh hưởng của pH đến độ chuyển hóa của DNT, TNT
bằng tác nhân UV-Fenton cũng nhận thấy giá trị pH=3 thì độ chuyển hóa
đạt giá trị cao nhất.
3.2.5.3. Ảnh hưởng của nhiệt độ đến khả độ chuyển hóa các hợp chất NTs

Từ kết quả nghiên cứu nhận thấy: Tác nhân UV chuyển hóa hợp chất
ENs, NTs theo quy luật phản ứng bậc nhất.
3.3.2. So sánh đặc điểm phản ứng chuyển hóa hợp chất ENs với các hợp
chất NTs bằng tác nhân H2O2
Về mô hình động học: Tác nhân H2O2 phân hủy hợp chất ENs, NTs cơ
bản tuân theo quy luật phản ứng giả bậc nhất. Điều này xảy ra cơ bản do
nồng độ tác nhân oxi hóa H2O2 lựa chọn đều tương đối lớn hơn so với cơ


20
chất cần phản ứng nên tác nhân này hầu như luôn dư thừa trong suốt quá
trình phản ứng so với các cơ chất.
3.3.3. So sánh đặc điểm phản ứng chuyển hóa hợp chất ENs với NTs bằng
tác nhân UV- H2O2
Phản ứng chuyển hóa các hợp chất ENs trong hệ ENs/UV-H2O2 có thể
mô tả bằng phương trình động học bậc lẻ còn với hợp chất NTs có thể mô
tả bằng phương trình động học giả bậc nhất.
3.3.4. So sánh đặc điểm phản ứng chuyển hóa ENs và TNs bằng tác nhân
Fenton
- Về mô hình động học phản ứng và hằng số tốc độ giả bậc nhất: Giá trị
hằng số tốc độ giả bậc một cho thấy, tốc độ chuyển hóa các hợp chất giảm
theo dãy: DNT>PETN>NG>TNT
- Về các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình chuyển hóa hợp chất ENs, NTs:
Hầu như quá trình Fenton phân hủy các chất ENs, NTs đều chịu ảnh
hưởng bởi yếu tố pH và nhiệt độ môi trường với chung quy luật: pH tốt
nhất cho quá trình chuyển hóa xung quanh giá trị là 3 và nhiệt độ càng cao
thì khả năng chuyển hóa cũng càng cao.
Xét về năng lượng hoạt hóa nhận thấy quy luật biến đổi tăng theo dãy:
DNT
phản ứng thế ái nhân ở vị trí ở ortho; para hoặc phản ứng thế ái điện tử vào
vị trí meta của nhóm -NO2, đặc biệt phản ứng diễn ra tại vị trí nhóm -CH3
sẽ rất linh động của hợp chất nitrotoluen. Có thể phản ứng từ các vị trí này
là tiền đề tiếp diễn cho các phản ứng phân hủy tiếp theo.

Thuốc nổ PETN

Thuốc nổ NG

Thuốc nổ 2,4-DNT
Thuốc nổ TNT
Hình 3.69. Cấu trúc phân tử hợp chất PETN, NG, DNT và TNT
3.4. Nghiên cứu khả năng sử dụng tác nhân oxi hóa nâng cao UVFenton để xử lý nguồn nước nhiễm đồng thời PETN, NG
Từ kết quả khảo sát nhận thấy dưới tác dụng của tác nhân quang Fenton,
độ chuyển hóa NG, PETN tăng theo thời gian phản ứng. Khi tăng nồng độ
H2O2 thì độ chuyển hóa có tăng lên.
Ở điều kiện phản ứng 10 mM H2O2; 0,8 mM Fe2+; pH=3; UV=254 nm sau
80 phút phản ứng thì hầu như PETN đã bị phân hủy hoàn toàn, độ chuyển
hóa PETN cao nhất đạt giá trị 100%, độ chuyển hóa NG đạt giá trị trên 86%.
Khi tăng nồng độ H2O2 trong hệ phản ứng UV-Fenton (tăng tỉ lệ nồng độ
H2O2/Fe2+ tương ứng từ 12,5 lên 50) thì độ chuyển hóa NG, PETN tăng lên,


22
sau 80 phút phản ứng thì hầu như PETN, NG bị phân hủy hoàn toàn. Tuy
nhiên khi tăng nồng độ H2O2 lên 160 mM (tỉ lệ nồng độ H2O2/Fe2+ là 200)
thì độ chuyển hóa các chất này không tăng nữa mà có xu hướng giảm đi.
Kết quả này cũng gần tương đồng với trường hợp xét phân hủy riêng từng
hợp chất PETN hay NG bằng tác nhân UV-Fenton. Như vậy trong các điều
kiện đã xét thì với tỉ lệ nồng độ H2O2/Fe2+ là 50 thì hiệu quả phân hủy đồng