Phân hủy phenol trong môi trường nước bằng quá trình nội điện phân trên vật liệu Fe-Cu
Tạp chí phân tích Hóa, Lý và Sinh học - Tập 25, Số 2/2020
PHÂN HỦY PHENOL TRONG MÔI TRƯỜNG NƯỚC
BẰNG QUÁ TRÌNH NỘI ĐIỆN PHÂN TRÊN VẬT LIỆU Fe-Cu
Đến tòa soạn 20-11-2019
Đỗ Trà Hương, Đào Mai Giang
Trường Đại học Sư phạm - Đại học Thái Nguyên
Nguyễn Văn Tú
Viện Hóa học - Vật liệu, Viện Khoa học và Công nghệ Quân sự
Nguyễn Anh Tiến
Trường Đại học Sư phạm Thành phố Hồ Chí Minh
SUMMARY
REMOVAL OF PHENOL FROM AQUEOUS SOLUTIONS BY INTERNAL
MICROELECTROLYSIS ON THE Fe-Cu MATERIALS
Fe-Cu materials are preprared by chemical plating method from Fe powder and solution CuSO4 5%,
then determine the characteristics of surface morphology, structure, composition by Scanning electron
microscopy (SEM), X-ray diffraction (XRD), Energy Dispersive X-ray Spectroscopy (EDX). Materials
Fe-Cu is used removal of phenol from aqueous solution by internal microelectrolysis. The results show
that with optimal conditions for phenol decomposition is pH of 3, contact time of 12 hourss, material
weight of 1.0 g, shaking rate of 200 revolutions per minute (rpm), phenol removal efficiency is 92.7%.,
with the initial concentration is 100.98 mg/L. The results show that materials Fe-Cu can be applied to
remove phenol from aqueous solution by internal microelectrolysis.
Keywords. Internal microelectrolysis, Fe-Cu material, Phenol, Aqueous solution, Removal.
1. MỞ ĐẦU
gây nguy hại cho con người và sinh vật, do đó
ô nhiễm phenol trong nước thải đang được
quan tâm nghiên cứu ở nhiều quốc gia, trong
đó có Việt Nam. Để xử lý phenol, các phương
pháp xử lý truyền thống đa được áp dụng như
phương pháp hóa lý (hấp phụ, keo tụ, lắng…)
đã được áp dụng nhưng không hiệu quả cao và
nước thải sau xử lý cho đạt tiêu chuẩn xả thải
[4-6].
Trong những năm qua, quá trình công nghiệp
hóa, hiện đại hóa ở Việt Nam diễn ra mạnh mẽ,
thúc đẩy phát triển kinh tế xã hội của đất nước,
kèm theo đó là các vấn đề về ô nhiễm môi
trường. Phenol là chất ô nhiễm độc hại và được
liệt kê vào 129 chất ô nhiễm cần được tiền xử
lý theo hướng dẫn của Cục Bảo vệ Môi trường
Mỹ. Phenol thường phát sinh ra trong các dòng
thải của các ngành công nghiệp như: hóa dầu,
lọc dầu, sản xuất nhựa, ngành thép, dệt nhuộm,
giấy và bột giấy, thuốc trừ sâu, dược phẩm,
tổng hợp nhựa, nước thải của quá trình luyện
cốc [1-3]. Phenol có thể gây ung thư đột biến
gen, quái thai và là một hóa chất ít bị phân hủy
sinh học. Phenol làm nhiễm độc nguồn nước,
Nguyên lý của phương pháp nội điện phân: Hai
vật liệu có thế điện cực khác nhau, khi tiếp xúc
tạo thành cặp vi điện cực, đối với hệ Fe-C, Fe-
Cu sắt đóng vai trò anot, đồng hay cacbon là
catot, tương tự như cặp vi pin trong ăn mòn
kim loại. Với cặp vi pin có điện thế khoảng 1,2
V, dòng điện nhỏ cỡ µA xuất hiện, đóng vai trò
164
tác nhân oxy hóa khử trong phản ứng phân hủy
các hợp chất hữu cơ hấp phụ trên bề mặt điện
cực. Do có nguyên lý như vậy, quá trình vi
điện phân Fe-C, Fe-Cu còn gọi là quá trình nội
điện phân (internal microelectrolysis). Từ đó
cho thấy, có thể hòa tan sắt không cần sử dụng
dòng điện ngoài, bằng cách thiết lập các cặp vi
pin dưới dạng vật liệu tổ hợp Fe-C, Fe-Cu đây
là ưu thế quan trọng trong kỹ thuật nội điện
phân tiền xử lý nước thải [7-10]. Các phản ứng
xảy ra trong quá trình nội điện phân như sau:
Phản ứng tại anot (Fe)：
bình hút ẩm (desiccator) để sử dụng cho các
nghiên cứu tiếp theo
2.2. Khảo sát cấu trúc, thành phần, tính
chất vật lý, đặc điểm bề mặt vật liệu Fe-Cu
Vật liệu Fe-Cu sau khi chế tạo được xác định
đặc điểm bề mặt, thành phần bằng phương
pháp hiển vi điện tử quét (SEM), phổ tán xạ
năng lượng (EDS) (trên máy SEM- EDS, JSM
6610 LA - JEOL, Nhật Bản), các phép đo được
tiến hành tại Viện Hóa học - Vật liệu, Viện
Khoa học và Công nghệ Quân sự. Cấu trúc của
vật liệu được xác định bằng phương pháp
nhiễu xạ tia X (XRD) (trên máy Brucker,
D5000), phép đo được tiến hành tại Khoa Hóa
học - Đại học Khoa học Tự nhiên Hà Nội.
2.3. Nghiên cứu phân hủy phenol
Fe Fe2+ + 2e E0(Fe2+/Fe) = - 0,44V
Phản ứng tại catot (C):
2H+ + 2e 2[H] = H2 E0(H+/H2) = 0,00V
Nếu trong dung dịch có mặt các chất hữu cơ:
RX (hợp chất clo hữu cơ), RNO2 (hợp chất
nitro vòng thơm), đây là các thành phần có khả
năng nhận electron từ trên bề mặt anot (Fe kim
loại), chúng bị khử theo phản ứng loại clo và
amin hóa… Khi đó chất ô nhiễm sẽ chuyển
thành các sản phẩm không độc hoặc ít độc hơn,
dễ phân hủy bằng sinh học hơn
Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình phân hủy
phenol được tiến hành khảo sát là: pH dung
dịch, thời gian, khối lượng vật liệu Fe-Cu,
nồng độ phenol ban đầu, tốc độ lắc.
- Ảnh hưởng của pH được thực hiện bằng cách
cho 1,0 g vật liệu nội điện phân Fe-Cu vào 100
mL dung dịch phenol có nồng độ ban đầu 100
mg/L, pH thay đổi trong khoảng từ 3-8, Tiến
hành rung siêu âm 10 phút, lắc trên máy lắc
với thời gian 12h, tốc độ lắc 200 vòng/phút.
Dung dịch pH được điều chỉnh bằng các dung
dịch HNO3 và NaOH 0,1M.
Vì phenol là một hợp chất hữu cơ bền rất khó
phân hủy, nên trong nghiên cứu này, chúng tôi
đã nghiên cứu ảnh hưởng của các yếu tố như
pH, thời gian xử lý, khối lượng vật liệu Fe-Cu,
tốc độ lắc, nồng độ đến hiệu suất phân hủy
phenol của vật liệu Fe-Cu trong môi trường
nước.
- Ảnh hưởng của thời gian phân hủy phenol
được thực hiện bằng cách cho 1,0 g vật liệu nội
điện phân Fe-Cu vào 100 mL dung dịch phenol
có nồng độ đầu 100 mg/L, ở pH bằng 3. Tiến
hành rung siêu âm 10 phút, lắc trên máy lắc
trong thời gian 2,0; 4,0; 6,0; 8,0; 12,0; 20,0;
24,0 giờ, tốc độ lắc 200 vòng/phút.
2. VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP
2.1. Chế tạo vật liệu
Bột Fe, kích thước nhỏ hơn 50µm, tinh khiết
99,9 % (PA, Trung Quốc), được ngâm trong
dung dịch NaOH 30% trong 10 phút để tẩy dầu
mỡ và làm sạch toàn bộ bề mặt, kích hoạt bề
mặt bằng cách rửa nhiều lần và xử lý trong
dung dịch HCl: H2O (1: 5; v / v) trong 3 phút.
Tiếp theo rửa nhiều lần bằng nước, sấy khô ở
105oC trong 2h, để nguội, bảo quản trong lọ
thủy tinh kín. Các mẫu Fe-Cu được chế tạo
theo phương pháp mạ hóa học trong dung dịch
CuSO4 5%. Sử dụng bột Fe cho vào dung dịch
CuSO4 với nồng độ 5%, trong khoảng thời gian
2 phút, sau đó rửa nhiều lần bằng nước và sấy
khô ở nhiệt độ 105oC trong 3 giờ dưới khí N2
[11, 12]. Vật liệu sau đó được bảo quản trong
- Ảnh hưởng của khối lượng vật liệu Fe-Cu
được thực hiện bằng cách cho vào mỗi bình
tam giác dung tích 250 mL với khối lượng vật
liệu lần lượt là: 0,25; 0,5; 0,75; 1,0; 2,0; 30;
4,0;
5,0;
6,0 g. Cho tiếp vào mỗi bình cầu 100 mL dung
dịch phenol có nồng độ đầu 100 mg/L, ở pH
bằng 3. Tiến hành rung siêu âm 10 phút, lắc
trên máy lắc với thời gian 12h, tốc độ lắc 200
vòng/phút.
- Ảnh hưởng của tốc độ lắc được thực hiện
bằng cách 1,0 g vật liệu vào mỗi bình tam giác
165
có dung tích 250 mL vào 100 mL dung dịch
phenol có nồng độ đầu 100 mg/L, ở pH bằng 3.
Tiến hành rung siêu âm 10 phút, lắc trong thời
gian 12 giờ, tốc độ lắc thay đổi từ 150, 200,
250 vòng /phút).
tương đối đồng đều trên bề mặt, kích thước
nhỏ hơn 50µm Kết quả phân tích EDX (bảng
1) cho thấy, thành phần nguyên tố chính của
vật liệu là Fe, Cu, O , C. Sự xuất hiện của O
trong kết quả phân tích cho thấy trong quá trình
bảo quản mẫu bị oxi hóa nhiều trên bề mặt.
Bảng 1: Kết quả phân tích các nguyên tố
mẫu Fe
- Ảnh hưởng của nồng độ ban đầu của phenol
được thực hiện bằng cách thay đổi nồng đồ từ
53,38 đến 307,65 mg/L, giá trị pH bằng 3.
Tiến hành rung siêu âm 10 phút, lắc trên máy
lắc với thời gian 12h, tốc độ lắc 200 vòng/phút.
Các thí nghiệm được tiến hành ở nhiệt độ
phòng (25oC± 0,5). Sau đó xác định lại nồng
độ của phenol trong dung dịch. Nồng độ của
phenol trước và sau khi xử lý bằng vật liệu Fe-
C được xác định bằng phương pháp HPLC,
thực hiện trên máy Sắc ký lỏng cao áp Waters
Acquity Arc tại Trường Đại học Sư phạm - Đại
học Thái Nguyên.
% Khối
lượng
8,95
% Nguyên
tử
Nguyên tố
O K
Fe K
25,55
91,05
74,45
Tổng cộng
100,00
100,00
Hiệu suất phân hủy phenol được tính theo công
thức:
(C0 Ccb))
H%
x100%
C0
Trong đó: C0 là nồng độ dung dịch phenol ban
đầu trước khi phân hủy (mg/L), Ccb là là nồng
độ dung dịch phenol sau khi phân hủy (mg/L),
H là hiệu suất phân hủy (%).
Hình 2: Phổ đồ EDS của vật liệu Fe-Cu
Bảng 2: Kết quả phân tích các nguyên tố mẫu
3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN
Fe-Cu
3.1. Kết quả khảo sát đặc điểm bề mặt, tính
chất vật lý của vật liệu Fe-Cu
Nguyên tố
% Khối
lượng
12,11
13,32
69,30
5,27
% Nguyên tử
O K
Fe K
29,97
9,94
Cu K
43,20
17,39
100,00
C K
Tổng cộng
100,00
Hình 1: Phổ đồ EDS của Fe
Kết quả phân tích ảnh SEM-EDX của vật liệu
Fe và Fe- Cu được chỉ ra ở trên hình 1 đến 3
và bảng 1, 2. Kết quả phân tích ảnh SEM cho
thấy cấu trúc các hạt bột Fe, Cu được phân bố
Hình 3: Giản đồ XRD của vật liệu Fe và Fe-Cu
166
Kết quả phân tích cấu trúc thành phần vật liệu
Fe (trước khi mạ) và Fe/Cu (sau khi mạ), được
chỉ ra ở hình 3 cho thấy thành phần 2 phổ khác
nhau rõ rệt, phổ đã mạ được phủ toàn bộ Cu bề
mặt vật liệu hạt Fe.
Kết quả hình 5 cho thấy, khi tăng thời gian từ
2 đến 12 giờ đầu tiên, hiệu suất phân hủy
phenol tăng nhanh đạt giá trị cực đại 91,4%.
Trong khoảng thời gian từ 12 đến 24 giờ, hiệu
suất phân hủy giảm chậm và gần như ổn định.
Vì vậy, chúng tôi chọn 12 giờ là thời gian tối
ưu để phân hủy phenol của vật liệu Fe-Cu.
3.2.3. Ảnh hưởng của khối lượng vật liệu
Kết quả được trình bày ở hình 6.
3.2. Kết quả phân hủy phenol
3.2.1. Ảnh hưởng của pH
Kết quả hình 4 cho thấy, khi giá trị pH tăng từ
3 đến 9, hiệu suất phân hủy phenol giảm dần.
Điều này có thể giải thích trong quá trình phân
hủy phenol bao gồm các quá trình: quá trình
phân hủy do tác động của vật liệu nội điện
phân, quá trình hấp phụ, keo tụ cùng sắt
hydroxit sinh ra. Ở pH cao (pH>3), quá trình
phân hủy phenol giảm, tuy nhiên quá trình keo
tụ tăng, do vậy hiệu suất phân hủy phenol cũng
giảm dần. Do đó, pH bằng 3 có hiệu suất phân
hủy phenol cực đại. Vì vậy, chúng tôi chọn giá
trị pH này cho các nghiên cứu tiếp theo.
Hình 6: Đồ thị biểu diễn ảnh hưởng của khối
lượng vật liệu đến hiệu suất xử lí phenol của
vật liệu Fe-Cu
Kết quả từ hình 6 cho thấy, khi tăng khối lượng
vật liệu Fe-Cu từ 0,25 đến 1,0 thì hiệu suất
phân hủy phenol tăng dần, khi tăng khối lượng
vật liệu từ 1,0 đến 6,0 g thì hiệu suất phân hủy
phenol giảm dần. Vì vậy, chúng tôi chọn khối
lượng vật liệu 1,0 g là khối lượng vật liệu tối ưu
để phân hủy phenol của vật liệu Fe-Cu.
Hình 4: Đồ thị biểu diễn ảnh hưởng của pH
đến hiệu suất xử lí phenol của vật liệu Fe-Cu
3.2.2. Ảnh hưởng của thời gian
Kết quả được trình bày ở hình 5.
3.2.4. Ảnh hưởng của tốc độ lắc
Kết quả ảnh hưởng của tốc độ lắc đến hiệu suất
phân hủy phenol được thể hiện trên hình 7 cho
thấy khi tăng tốc độ lắc thì hiệu suất phân hủy
phenol cũng tăng. Điều này được giải thích là
quá trình lắc sẽ ảnh hưởng tới việc cung cấp O2
cho phản ứng hòa tan Fe, do vậy tốc độ lắc
càng lớn thì hiệu suất quá trình phân hủy
phenol càng lớn sau đó dần ổn định, Do đó,
chúng tôi chọn tốc độ lắc 200 vòng/phút để
phân hủy phenol của vật liệu nội điện phân Fe-
Cu.
Hình 5: Đồ thị biểu diễn ảnh hưởng của thời
gian đến hiệu suất xử lí phenol của vật liệu
Fe-Cu
167
Hình 7: Đồ thị biểu diễn ảnh hưởng của tốc dộ
lắc đến hiệu suất xử lí phenol của vật liệu
Fe-Cu
Hình 9: Các đường sắc ký đồ của mẫu dung
dịch chứa phenol phụ thuộc vào khối lượng
vật liệu Fe-Cu
3.2.5. Ảnh hưởng nồng độ đầu của phenol
Kết quả được trình bày ở hình 8.
Hình 10: Phổ HPLC của mẫu dung dịch chứa
phenol phụ thuộc vào khối lượng vật liệu
Fe-Cu
Hình 8: Đồ thị biểu diễn ảnh hưởng của nồng
độ đến khả năng xử lí phenol của vật liệu
Fe-Cu
- Đường Co : Mẫu phenol ban đầu (100,98 mg/L)
không có vật liệu Fe-Cu
Kết quả từ hình 8 cho thấy khi nổng độ tăng từ
53,38 đến 100,98 mg/L thì hiệu suất phân hủy
phenol tăng nhanh, nhưng trong khoảng nồng
độ từ 146,69 đến 250,76 mg/L thì hiệu suất
phân hủy phenol giảm dần. Tại giá trị nồng độ
phenol bằng 100,98 mg/L thì hiệu suất phân
hủy đạt giá trị lớn nhất 92,7%. Phenol đã bị
phân hủy gần như hoàn toàn. Có sự giảm mạnh
hiệu suất ở nồng độ phenol cao (100,98 mg/L),
có thể do ở tại các nồng độ cao này cần lượng
vật liệu nội điện phân, thời gian phản ứng tăng.
Do vậy cần có các nghiên cứu, khảo sát tiếp
theo để xử lý phenol ở nồng độ cao.
- Đường 0,5 gam :Mẫu phenol nồng độ ban
đầu (100,98 mg/L) có 1,0 g vật liệu Fe-Cu, thời
gian lắc 12 giờ, tốc độ lắc 200 vòng/phút, ở pH
bằng 3.
- Đường 1gam :Mẫu phenol nồng độ ban đầu
(100,98 mg/L) có 1,0
g
vật liệu
Fe-Cu, thời gian lắc 12 giờ, tốc độ lắc 200
vòng/phút, ở pH bằng 3.
Kết quả phân tích HPLC dung dịch phenol
nồng độ ban đầu là 100,98 mg/L không có và
có 0,5; 1,0 g vật liệu nội điện phân Fe-Cu sau
thời gian lắc 12 giờ, pH bằng 3, tốc độ lắc 200
vòng/phút được thể hiện trên hình 9, 10. Kết
quả phân tích HPLC cho thấy phenol đã bị
3.2.5. Phân tích phân hủy nồng độ phenol
bằng HPLC
168
phân hủy gần như hoàn toàn khi sử dụng khối
lượng vật liệu là 1,0 g, thời gian lắc 12 giờ, tốc
độ lắc 200 vòng/phút, pH bằng 4.
micro-electrolysis constructed wetland on C,
N, and P in salty permitted effluent of
wastewater treatment plant”, Science of the
Total Environment, 649, pp 21-30 (2019).
4. Longlong Zhang, Qinyan Yue, Kunlun
Yang, Pin Zhao, Baoyu Gao, “Analysis of
extracellular polymeric substances (EPS) and
ciprofloxacin-degrading microbial community
in the combined Fe-C microelectrolysis -
UBAF process for the elimination of high-level
ciprofloxacin”, Chemosphere, 193, pp 645e654
(2018).
4. KẾT LUẬN
Đã chế tạo được mẫu vật liệu nội điện phân Fe-
Cu đi từ nguyên liệu bột Fe và chế tạo theo
phương pháp mạ hóa học, có hàm lượng Cu ở
bề mặt đạt 69,30 % (về khối lượng).Vật liệu
sau khi chế tạo được xác định đặc điểm bề mặt,
cấu trúc, thành phần bằng phương pháp phổ
hiển vi điện tử quét (SEM), phổ tán xạ năng
lượng (EDS), giản đồ nhiễu xạ tia X (XRD).
Đã nghiên cứu một số yếu tố ảnh hưởng đến
khả năng phân hủy phenol như: pH, thời gian,
khối lượng vật liệu Fe-Cu, nồng độ đầu phenol,
tốc độ lắc. Kết quả cho thấy tại giá trị pH bằng
3, thời gian lắc 12 giờ, tốc độ lắc 200
vòng/phút, khối lượng vật liệu Fe-Cu là 1,0 g,
ở nhiệt độ phòng (25oC± 0,5), nồng độ phenol
ban đầu bằng 100,98 mg/L thì hiệu suất phân hủy
phenol là 92,7%. Từ các kết quả trên cho thấy,
vật liệu Fe-Cu chế tạo có thể được áp dụng vào
trong thực tế để xử lý nước thải cốc hóa trong
môi trường nước trước khi xử lý bằng phương
pháp sinh học.
5. Yan Wang, Xianwei Wu, Ju Yi, Lijun Chen,
Tianxiang Lan and Jie Dai, “Pretreatment of
printing and dyeing wastewater by Fe/C micro-
electrolysis combined with H2O2 process”,
Water
Science
&
Technology,
doi:
10.2166/wst..244 (2018).
6. Weiwei Ma, Yuxing Han, ChunyanXu,
Hongjun Han, Wencheng Ma, Hao Zhu Kun
Li,Dexin Wang, “Enhanced degradation of
phenolic compounds in coal gasification
wastewater by a novel integration of micro-
electrolysis with biological reactor (MEBR)
under
the
micro-oxygen
condition”,
Lời cảm ơn: Nghiên cứu này được tài trợ bởi
đề tài Khoa học và Công nghệ Cấp bộ, mã số
B2019-TNA-08.
Bioresource Technology, 251, pp 303-310
(2018).
7. Mingyou Liua, Lu Wang, Xianying Xiaoa,
Zhibin He, “Fe/C micro electrolysis and
Fenton oxidation process for the removal of
recalcitrant colored pollutants from mid-stage
pulping effluent”, Journal of Bioresources and
Bioproducts. 3(3), pp 118-122 (2018).
TÀI LIỆU THAM KHẢO
1. Do Tra Huong, Nguyen Van Tu, Nguyen
Anh Tien, Hoang Minh Hao, Nguyen Phuong
Chi, “Removal of methylene blue from
aqueous solutions by internal microelectrolysis
on
the
8. Qinhong Ji, Salma Tabassum, Sufia Hena,
Claudia G. Silva, Guangxin Yu, Zhenjia
Zhang. “A review on the coal gasification
wastewater treatment technologies: past,
present and future outlook”, Journal of
Cleaner Production, 126, 38-55 (2016).
Fe-C materials”, Vietnam Journal of
Chemistry, Vol 57, No 2E12, pp 63-68
(2019).
2. Mengmeng Kang, Qingguo Chen, Jingjing Li
,Mei
Liu, Yisong Weng, “Preparation and
study of a new type of Fe-C microelectrolysis
filler in oil-bearing ballast water treatment”,
Environmental Science and Pollution Researc,
(2019).
9. Qian Zhao, Yu Liu. “State of the art of
biological processes for coal gasification
wastewater
treatment”.
Biotechnology
Advances, 3, 1064 –1072 (2016).
10. Lili Xu, Jun Wang, Xiaohui Zhang, Deyin
Hou, Yang Yu, “Development of a novel
integrated membrane system incorporatedwith
an activated coke adsorption unit for advanced
3. Xiaoying Zheng MengqiJin, Xiang Zhou,
Wei Chen, DanLu, YuanZhang, Xiaoyao Shao,
“Enhanced removal mechanism of iron carbon
169
coal gasification wastewater treatment”,
Colloids and Surfaces A: Physicochem. Eng.
Aspects, 484, 99–107 (2015).
12. Bo Lai, Yun Zhang, Zhaoyun Chen, Ping
Yang, Yuexi Zhou, Juling Wang, “Removal of
p-nitrophenol (PNP) in aqueous solution by the
micron-scale iron–copper (Fe/Cu) bimetallic
11.Jin-Hong Fan, Lu-Ming Ma, “The
pretreatment by the Fe/Cu process for
enhancing biologicaldegradability of the mixed
wastewater”, Journal of Hazardous Materials,
164, (2009)1392-1397.
particles”,
Applied
Catalysis
B:
Environmental, 144, (2014) 816-830.
_____________________________________________________________________
NGHIÊN CỨU CHẾ TẠO THAN SINH HỌC TỪ BÃ ĐẬU ......... Tiếp theo Tr. 163
Dựa vào phương trình đẳng nhiệt: y = 0,0685x
+ 0,6008 với R2 = 0,9639 ta tính được dung
lượng hấp phụ Pb2+ cực đại đại Qmax =
1/0,0685 = 14,598 mgPb/g.
[2] Fenglian Fu, Qi Wang Removal of heavy
metal ions from wastewaters: A review,
Journal of Environmental Management 92
(2011) 407-418.
4. KẾT LUẬN
[3] Ningchuan Feng, Xueyi Guoa, Sha Lianga,
Yanshu Zhub, Jianping Liu, Biosorption of
heavy metals from aqueous solutions by
chemically modified orange peel, Journal of
Hazardous Materials 185 (2011) 49–54.
Nghiên cứu đã chế tạo được vật liệu than sinh
học và vật liệu than sinh học biến tính từ bã
đậu nành. Khảo sát hiệu suất hấp phụ ion Cu2+,
Pb2+ của 2 loại vật liệu này cho thấy vật liệu
than sinh học biến tính bằng axit H3PO4 từ bã
đậu nành đạt kết quả tốt hơn. Kết quả chụp IR
của vật liệu cho thấy quá trình biến tính và
nung vật liệu đã làm thay đổi cấu trúc vật liệu
do đó làm tăng tổng diện tích bề mặt vật liệu
nên khả năng hấp phụ tăng. Khảo sát ảnh
hưởng của nồng độ ion Cu2+, Pb2+ tới quá trình
hấp phụ ta thấy quá trình hấp phụ tuân theo mô
hình đường hấp phụ đẳng nhiệt Lăngmuir với
dung lượng hấp phụ cực đại (Qmax) của vật liệu
là 14,598 mgPb/g đối với Pb2+ và 16,37
mgCu/g đối với Cu2+
[4] Yi-Chao Lee, Shui-Ping Chang, The
biosorption of heavy metals from aqueous
solution by Spirogyra and Cladophora
filamentous
macroalgae,
Bioresource
Technology 102 (2011) 5297–5304.
[5] J.M.Patra, S.S.Panda, 2016, Biochar as a
low-cost adsorbent for heavy metal removal,
North Orissa University Baripada, India.
TÀI LIỆU THAM KHẢO
[1] Babich, H., Devanas, M.A., Stotzky, G.,
The mediation of mutagenicity and
clastogenicity
of
heavy
factors.
metals
by
physicochemical
Environmental
Research 37 (1985), 253–286.
170
7 trang
18/04/2022
1140
Bạn đang xem tài liệu "Phân hủy phenol trong môi trường nước bằng quá trình nội điện phân trên vật liệu Fe-Cu", để tải tài liệu gốc về máy hãy click vào nút Download ở trên
File đính kèm:
- phan_huy_phenol_trong_moi_truong_nuoc_bang_qua_trinh_noi_die.pdf
