Phân hủy kháng sinh Ampixilin bằng kỹ thuật fenton dị thể sử dụng tro bay biến tính

Tạp chí phân tích Hóa, Lý và Sinh học - Tập 25, Số 2/2020 
PHÂN HỦY KHÁNG SINH AMPIXILIN BẰNG KỸ THUẬT 
FENTON DỊ THỂ SỬ DỤNG TRO BAY BIẾN TÍNH 
Đến tòa soạn 26-12-2019 
Vũ Thanh Liêm 
Khoa Hóa học, Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại học Quốc gia Hà Nội 
Viện Kỹ thuật Phòng không - Không quân, Bộ Quốc phòng 
Nguyễn Ngọc Tùng 
Trung tâm Nghiên cứu và Chuyển giao Công nghệ, Viện Hàn lâm KH&CN Việt Nam 
Lê Vũ Tiến 
Bộ Khoa học & Công nghệ 
Đào Sỹ Đức 
Khoa Hóa học, Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại học Quốc gia Hà Nội 
Trong nghiên cứu này, tro bay được biến tính bằng phương pháp ngâm tẩm sử dụng muối sắt (III) 
sunfat. Sản phẩm sau biến tính được sử dụng với vai trò làm chất xúc tác Fenton dị thể nhằm phân hủy 
kháng sinh Ampicillin (AP) trong nước. Các điều kiện biến tính tro bay, ảnh hưởng của các yếu tố quan 
trọng như pH, hàm lượng H2O2 và xúc tác đến hiệu suất xử lý AP đã được khảo sát, thảo luận và tối ưu. 
Điều kiện biến tính tro bay như sau: tỉ lệ muối Fe2(SO4)3/tro bay là 2,5g/10g; nhiệt độ nung và thời 
gian nung lần lượt là 600°C và 4 h. Kết quả nghiên cứu cho thấy, ở các điều kiện phù hợp cho quá 
trình xử lý AP bao gồm pH, hàm lượng H2O2, hàm lượng xúc tác tương ứng là 3; 0,5mL/L và 1,2 g/L, 
khoảng 95 % AP đã được xử lý trong thời gian 120 phút. Quá trình phân hủy AP bằng kỹ thuật Fenton 
dị thể tuân theo mô hình động học bậc hai, với hằng số tốc độ phản ứng là 0.0061 L.mg-1.min-1 và năng 
lượng hoạt hóa là 17.6 kJ/mol. 
Từ khóa: Tro bay, Fenton dị thể, Ampicillin. 
1. MỞ ĐẦU 
Ngày nay, sự phát triển của công nghiệp nói 
chung, công nghiệp dược phẩm nói riêng đã và 
đang đem đến sự đổi thay kỳ diệu về chất 
lượng cuộc sống của con người. Từ khi ra đời, 
kháng sinh đã cho thấy tầm quan trọng của nó 
trong đời sống, nhất là trong việc bảo vệ, chăm 
sóc sức khỏe con người và nhiều loài sinh vật 
khác. Tuy nhiên, sự phát triển ồ ạt và sử dụng 
tràn lan các loại kháng sinh đã dẫn tới một hệ 
lụy là môi trường ô nhiễm, nhiều loài vi sinh 
vật trong môi trường có thể dần thích nghi với 
các loại kháng sinh, từ đó dẫn tới hiện tượng 
kháng kháng sinh rất nguy hiểm. Ampicillin là 
loại kháng sinh bán tổng hợp có các tính chất 
kháng khuẩn do sự tồn tại của một vòng beta-
lactam. Ở Việt Nam, loại kháng sinh này đang 
được sử dụng rộng rãi ở người và trong thú y. 
Dư lượng ampicillin trong nước thải sinh hoạt, 
đặc biệt là nước thải bệnh viện, và các giải pháp 
xử lý, phân hủy, loại bỏ chúng vì thế là vấn đề 
có vai trò đặc biệt quan trọng và dành được sự 
quan tâm của đông đảo các nhà khoa học trong 
và ngoài nước. 
Các quá trình oxi hóa tăng cường (AOPs) được 
tiến hành trên cơ sở khả năng oxi hóa các hợp 
chất hữu cơ của gốc OH, O2H, cho phép phân 
hủy các hợp chất hữu cơ và giảm nhu cầu oxi 
hóa trong nước thải. Trong các quá trình oxi 
hóa tăng cường, các quá trình Fenton được biết 
đến với ưu điểm về mặt kinh tế và khả năng xử 
lý nước thải một cách triệt để. Nghiên cứu của 
Emad Elmolla và Malay Chaudhuri cho thấy, ở 
điều kiện tối ưu hệ xúc tác H2O2-Fe2+ có tốc độ 
87
phân hủy nhanh ampicillin, hiệu quả loại bỏ 
COD tới 81,4% sau 60 phút [1]. 
Trong lĩnh vực xử lý nước thải hiện nay, các 
quá trình Fenton dị thể đang được nghiên cứu 
và ứng dụng ngày càng rộng rãi. Cùng với sự 
phát triển của kỹ thuật Fenton dị thể thì các 
loại chất xúc tác mới cũng được tìm ra và đưa 
vào sử dụng, trong đó phải kể đến xúc tác tro 
bay. Tro bay (FA) là một loại bụi được tạo ra 
từ quá trình đốt than của các nhà máy nhiệt 
điện thải ra môi trường. Theo Bộ Công thương, 
cả nước ta hiện nay có 19 nhà máy nhiệt điện 
than đang vận hành, với tổng công suất phát 
14.480 MW, mỗi năm thải khoảng 15 triệu tấn 
tro, xỉ. Trong đó, lượng tro bay chiếm khoảng 
75%, còn lại là xỉ than. Dự kiến sau năm 2020, 
con số này sẽ là 43 nhà máy với tổng công suất 
39.020 MW, lượng tro xỉ thải ra dự kiến hơn 
30 triệu tấn/năm. Lượng tro xỉ thải ra được tích 
trữ tại các bãi chứa, hồ chứa từ nhiều năm nay 
rất lớn, đặt ra yêu cầu cấp thiết phải có giải 
pháp xử lý đồng bộ. Trong những năm gần 
đây, vấn đề tái chế tro bay đã được nghiên cứu 
và ứng dụng trong nhiều lĩnh vực khác nhau 
như: làm phụ gia trong ngành vật liệu xây 
dựng, chế tạo zeolit từ tro bay ứng dụng trong 
xử lý môi trường (hấp thụ kim loại nặng và 
chất thải rắn), tro bay biến tính được sử dụng 
làm chất xúc tác cho phản ứng Fenton dị thể 
ứng dụng trong xử lý nước thải 
Trong công trình này, tro bay biến tính được sử 
dụng là chất xúc tác Fenton dị thể cho mục 
đích phân hủy AP trong nước. Các đặc trưng 
của vật liệu xúc tác trước và sau biến tính được 
xác định bằng một số kỹ thuật hiện đại, ảnh 
hưởng của một số yếu tố quan trọng tới hiệu 
quả phân hủy AP được khảo sát, thảo luận và 
tối ưu. 
2. THỰC NGHIỆM 
2.1. Hóa chất 
Kháng sinh Ampicillin AR, H2O2 30% AR, 
Fe2(SO4)3 AR, NaOH AR, H2SO4 AR. Tro bay 
được lấy từ nhà máy Nhiệt điện Phả Lại, Chí 
Linh, tỉnh Hải Dương. 
2.2. Biến tính tro bay 
Tro bay được biến tính bằng muối Fe2(SO4)3 theo 
phương pháp ngâm tẩm. Hòa tan 2.5g Fe2(SO4)3 
trong 50 mL nước cất. Sau đó cho thêm 10g tro 
bay vào dung dịch trên, khuấy đều với tốc độ 150 
vòng/phút và gia nhiệt đến 100 oC để đuổi nước. 
Hỗn hợp rắn thu được sau khi nước bay hơi hoàn 
toàn được nung ở 600 oC trong 4 giờ để thu được 
mẫu tro bay biến tính. 
2.3. Xác định đặc trưng của vật liệu 
Đặc trưng hình thái vật liệu được chụp trên 
thiết bị kính hiển vi điện tử quét JEOL, Nhật 
Bản. 
Đặc trưng thành phần vật liệu và cấu trúc tinh 
thể được xác định bằng thiết bị EDX (JED-
2300, JEOL, Nhật Bản) và XRD X’Pert PRO 
(Panalitical, Hà Lan). 
2.4. Quá trình phân hủy AP trong nước 
bằng kỹ thuật Fenton dị thể 
Cho một lượng tro bay biến tính vào dung dịch 
AP nồng độ 25 mg/L đã được điểu chỉnh pH 
bằng axit H2SO4 và NaOH. Bổ sung dung dịch 
H2O2 30% vào dung dịch trên, khuấy đều với 
tốc độ 150 vòng/phút trong thời gian 120 phút. 
Hỗn hợp sau xử lý được trung hòa bằng dung 
dịch NaOH 40% về giá trị pH = 7, sau đó lọc 
tách bùn thải. Xác định hàm lượng AP trong 
dung dịch trước và sau khi xử lý bằng phương 
pháp đường chuẩn nhờ thiết bị UV-Vis 
Spectrophotometer HACH DR6000. Hiệu suất 
xử lý được tính bằng công thức: 
 H % = 100o
o
C C
C
Trong đó, H (%) là hiệu suất xử lý, Co và C 
tương ứng là hàm lượng AP trong dung dịch 
trước và sau khi xử lý. 
3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 
3.1. Đặc trưng của vật liệu trước và sau biến 
tính 
Hình thái vật liệu trước và sau biến tính (Hình 
1) cho thấy mẫu tro bay sau khi biến tính có sự 
thay đổi rõ rệt về màu sắc, màu xám đối với 
mẫu tro bay trước biến tính và màu đỏ đối với 
mẫu sau biến tính. Sự thay đổi màu sắc này 
được giải thích là do sự hình thành một lượng 
lớn Fe2O3 sau khi biến tính tro bay ở nhiệt độ 
cao trong thời gian dài (600 oC, 4 giờ). 
Đặc trưng bề mặt của các mẫu tro bay trước và 
sau khi biến tính được chụp bằng kính hiển vi 
điện tử quét (Hình 2) cho thấy, mẫu tro bay 
trước và sau khi biến tính bao gồm chủ yếu các 
hạt có dạng hình cầu với kích thước không 
đồng đều. Bề mặt các hạt của mẫu tro bay 
88
trước biến tính trơn nhẵn, trong khi bề mặt các 
hạt của mẫu tro bay sau biến tính nhám và xốp 
hơn rất nhiều. 
Kết quả phân tích EDX (Hình 3) chỉ ra rằng, 
thành phần của mẫu tro bay trước và sau khi 
biến tính chủ yếu chứa các kim loại như Fe, Al, 
Si, Ti, Mg và Ca. Đối chiếu phổ EDX của hai 
mẫu cho thấy sự tăng cường tín hiệu tán xạ của 
kim loại Fe (pic FeKa và FeKb) chứng tỏ hàm 
lượng Fe trong mẫu tro bay biến tính đã tăng 
lên đáng kể so với mẫu trước biến tính. Các tín 
hiệu tán xạ còn lại của các kim loại khác cơ 
bản ổn định, ít có sự thay đổi trong hai mẫu. 
Giản đồ XRD của mẫu tro bay trước biến tính 
(Hình 4) xuất hiện các tín hiệu phản xạ của 
Mullite Al5Si2O10, Antigorite 
Mg24Si17O43(OH)31 và Quartz SiO2. Giản đồ 
XRD của mẫu tro bay sau biến tính (Hình 5) 
không còn xuất hiện tín hiệu của Antigorite, 
thay vào đó là sự xuất hiện của hai tín hiệu 
phản xạ mới là của Alunogen Al2(SO4)3.17H2O 
và của Hematite Fe2O3. Sự xuất hiện tín hiệu 
phản xạ của Fe2O3 với cường độ mạnh trong 
mẫu tro bay sau biến tính cho thấy thành phần 
của mẫu này đã được bổ sung một lượng sắt 
đáng kể, kết quả này hoàn toàn phù hợp với kết 
quả phân tích thành phần tro bay trước và sau 
biến tính bằng phổ EDX. Ngoài ra, phổ XRD 
của mẫu tro bay sau biến tính không ghi nhận 
sự xuất hiện các dạng tồn tại khác của sắt 
chứng tỏ sắt trong mẫu tro bay hoàn toàn ở 
dạng Hematite. 
Hình 1. Hình dạng ngoại của mẫu tro bay 
trước biến tính (a) 
và sau khi biến tính (b) 
Hình 2. Ảnh SEM của mẫu tro bay trước biến 
tính (a) và sau khi biến tính (b) 
Hình 3. Phổ EDX của mẫu tro bay trước biến 
tính (a) và sau khi biến tính (b) 
(b) 
89
Hình 4. Phổ XRD của mẫu tro bay 
trước biến tính 
Hình 5. Phổ XRD của mẫu tro bay 
sau biến tính 
3.2. Nghiên cứu ảnh hưởng của các yếu tố 
đến hiệu suất xử lý AP 
3.2.1. Ảnh hưởng của pH 
Trong kỹ thuật Fenton, giá trị pH có ảnh hưởng 
đến quá trình sinh ra các gốc hydroxyl, do đó, 
sẽ ảnh hưởng đến hiệu quả của quá trình oxi 
hóa. Ảnh hưởng của pH được tiến hành trong 
khoảng pH từ 1-5, tại các điều kiện cố định về 
hàm lượng xúc tác, hàm lượng H2O2 tương ứng 
là 1 g/L và 0,6 mL/L. 
Hình 6. Ảnh hưởng của pH 
Kết quả thực nghiệm trên Hình 6 chỉ ra rằng, AP 
được phân hủy tốt nhất ở pH 3 và giảm xuống ở 
các giá trị pH cao hơn 3, điều này có thể là do sự 
giảm lượng sắt (III) hòa tan và cũng làm giảm tốc 
độ hình thành các gốc hydroxyl. Ở giá trị pH thấp 
(pH 1-2), H2O2 có thể phản ứng với proton và tồn 
tại dưới dạng solvat hóa H3O2+, các gốc hydroxyl 
tự do có thể phản ứng với H+ dẫn đến làm giảm 
hiệu suất xử lý [2]: 
+
2 2 3 2
2
H O + H H O
OH + H + e H O
Khi pH tăng, H2O2 có thể bị phân hủy tạo ra O2 
và H2O và ion Fe3+ có thể bị kết tủa lại một 
phần khiến hiệu suất của quá trình xử lý giảm: 
2 2 2 2
3+
3
2H O O + 2H O
Fe + 3OH OH
Fe 
 
3.2.2. Ảnh hưởng của hàm lượng H2O2 
Hàm lượng H2O2 là thông số rất quan trọng vì 
đây là nguồn tạo ra các gốc hydroxyl OH . 
Kết quả thí nghiệm (Hình 7) cho thấy, hiệu 
suất xử lý tăng lên khi tăng lượng H2O2 và đạt 
cực đại ở nồng độ H2O2 bằng 0,5 mL/L. Khi 
tiếp tục tăng hàm lượng H2O2 thì hiệu suất 
phân hủy có xu hướng giảm xuống. Điều này 
có thể được giải thích là do quá trình tự phân 
hủy H2O2 thành oxi và nước, đồng thời làm 
giảm số lượng gốc OH bởi H2O2 [3] theo 
các phản ứng sau: 
90
2 2 2 2
2 2 2 2
2 2 2
2 2
2H O 2H O + O
H O + OH H O + HO 
HO + OH H O + O
OH + OH H O
Ngoài ra, H2O2 dư có thể phản ứng với các ion 
sắt để tạo thành gốc hydroperoxyl [3] như 
trong phản ứng: 
Fe3+ + H2O2 Fe2+ + 2HO + H+ 
Hình 7. Ảnh hưởng của hàm lượng H2O2 
3.2.3. Ảnh hưởng của hàm lượng xúc tác 
Ảnh hưởng của hàm lượng xúc tác được khảo 
sát trong khoảng 0,6 - 1,4 g/L, tại điều kiện cố 
định về các giá trị pH và hàm lượng H2O2 
tương ứng là 3 và 0,5 mL/L. Kết quả thực 
nghiệm (Hình 8) chỉ ra, hiệu suất phân hủy AP 
tăng lên khi tăng lượng xúc tác tro bay sử dụng 
do sự gia tăng của các vị trí hoạt động để tạo ra 
các gốc hydroxyl tự do, quá trình tăng này đạt 
cực đại ở hàm lượng xúc tác 1,2 g/L. Khi tiếp 
tục tăng hàm lượng xúc tác lên 1,4 g/L thì hiệu 
suất xử lý giảm, điều này được giải thích là do 
lượng Fe3+ dư có thể sẽ tác dụng với các gốc tự 
do có trong dung dịch: 
3+ 2+ +
2 2
2+ 3+ -
Fe + HO Fe + H + O
Fe + OH Fe + OH
 Hình 8. Ảnh hưởng của lượng tro bay 
3.3. Động học quá trình xử lý 
Trong nghiên cứu này, động học quá trình 
phân hủy kháng sinh AP được khảo sát theo cả 
mô hình bậc nhất và bậc hai. 
Phương trình động học bậc nhất có dạng: 
0lnC = lnC - ktt 
Phương trình động học bậc hai có dạng: 
0
1 1 + kt
C Ct
trong đó, 0C và tC tương ứng là nồng độ của 
AP trước và sau khi xử lý t phút; k là hằng số 
tốc độ phản ứng. 
Khảo sát quá trình phân hủy kháng sinh AP ở 
các giá trị nhiệt độ khác nhau 20, 30, 40 và 50 
oC. Kết quả trên các Hình 9 và 10 cho thấy, 
quá trình phân hủy AP tuân theo mô hình động 
học bậc 2 do có hệ số xác định R2 lớn hơn so 
với trong trường hợp mô hình bậc một ở cùng 
một giá trị nhiệt độ tiến hành phản ứng. 
Hình 9. Mô hình động học bậc 1 
Hình 10. Mô hình động học bậc 2 
91
Hằng số tốc độ phản ứng ở các giá trị nhiệt độ 
20, 30, 40 và 50 oC lần lượt là 0,0043 (R2 = 
0,9247), 0,0061 (R2 = 0,9779), 0,0071 (R2 = 
0,9846) và 0,0082 L.mg-1.phút-1 (R2 = 0,986). 
Dựa vào các kết quả này có thể tính được năng 
lượng hoạt hóa của phản ứng bằng phương 
trình Arrheniuss: 
0ln ln /RTt ak k E 
Trong đó, tk là hằng số tốc độ ở nhiệt độ T; 
aE - năng lượng hoạt hóa, J/mol; R - hằng số 
khí lý tưởng, J/mol.K và T - nhiệt độ tuyệt 
đối, K. 
Đồ thị phụ thuộc tuyến tính của ln k vào 1/T 
có hệ số góc là /aE R và hệ số xác định R2 = 
0,945 (Hình 11). Từ đó có thể xác định được 
năng lượng hoạt hóa bằng 17,6 kJ/mol. 
Hình 11. Đồ thị lnK - 1/T 
4. KẾT LUẬN 
Bằng phương pháp ngâm tẩm trong dung dịch 
muối sắt (III) sunfat, tro bay đã được biến tính 
thành công thành vật liệu xúc tác Fenton dị thể 
cho quá trình phân hủy kháng sinh Ampicillin 
trong nước với hiệu suất xử lý cao. Ở các điều 
kiện phù hợp về pH, hàm lượng hydropeoxit, 
hàm lượng xúc tác tương ứng là 3; 0,5 mL/L 
và 1,2 g/L, khoảng 95 % lượng AP bị phân 
hủy sau thời gian xử lý 120 phút. Quá trình 
phân hủy AP bằng kỹ thuật Fenton dị thể tuân 
theo mô hình động học bậc 2 với hằng số tốc 
độ phản ứng 0.0061 L.mg-1.phút-1 ở 30 oC và 
năng lượng hoạt hóa là Ea = 17,6 kJ/mol. 
LỜI CẢM ƠN 
Nghiên cứu này được tài trợ bởi Đại học Quốc 
gia Hà Nội trong đề tài mã số QG.18.08. 
TÀI LIỆU THAM KHẢO 
[1]. Emad Elmolla, Malay Chaudhuri. 
“Degradation of the antibiotics amoxicillin, 
ampicillin and cloxacillin in aqueous solution 
by the photo-Fenton process”, Journal of 
Hazardous Materials 172 (2009), 1476-1481. 
[2]. Sun J.H, Sun S.P, Wang G.L, Qiao L.P. 
“Degradation of azo dye Amido Black 10B in 
aqueous solution by Fenton oxidation process”, 
Dyes and Pigments 74 (2007), 647-652. 
[3]. Hassan H.H, Hameed B.H. “Fe-clay as 
effective heterogeneous Fenton catalyst for the 
decolorization of Reactive Blue 4”, Chemical 
Engineering Journal 171 (2011), 912-918. 
[4]. Payal Chandan, Lisa Richburg, Saloni 
Bhatnagar. “Impact of fly ash on Ampicilline 
degradation during CO2 capture”, International 
Journal of Greenhouse Gas Control 25 (2008), 
102-108. 
[5]. Che Nurjulaikha Haji Che Maszelan, 
Azizul Buang. “Ampicilline (APM) 
Wastewater Treatment using Photo-Fenton 
Oxidation”, Applied Mechanics and Materials 
625 (2014), 792-795. 
[6]. Emad Elmolla, Malay Chaudhuri. 
“Optimization of Fenton process for treatment 
of amoxicillin, ampicillin and cloxacillin 
antibiotics in aqueous solution”, Journal of 
Hazardous Materials 170 (2009) 666-672. 
 [7]. Dao Sy Duc. “Properties of Fly Ash from 
a Thermal Power Plant in Vietnam”, 
International Journal of ChemTech Research 6 
(2014), 2656-2659. 
[8]. Dao Sy Duc. “Degradation of Reactive 
Blue 181 dye by heterogeneous Fenton 
technique using modified fly ash”, Asian 
Journal of Chemistry 25 (2013), 4083-4086. 
[9]. Andrew J. Sexton and Gary T. Rochell. 
“Reaction Products from the Oxidative 
Degradation of Ampicilline”, Industrial & 
Engineering Chemistry Research (2011), 
667–677. 
[10]. Puddoo, H., Nithyanandam, R. & 
Nguyenhuynh, T. “Degradation of the 
antibiotic ceftriaxone by Fenton oxidation 
92
process and compound analysis”, Journal of 
Physical Science 28 (2017), 95-114. 
[11]. Ershadi Afshar, L., Chaibakhsh, N., & 
Moradi-Shoeili, Z. “Treatment of wastewater 
containing cytotoxic drugs by CoFe2O4 
nanoparticles in Fenton/ozone oxidation 
process”, Separation Science and Technology 
(2018), 1-12. 
[12]. Elkacmi R. & Bennajah M. “Advanced 
oxidation technologies for the treatment and 
detoxification of olive mill wastewater”, 
Journal of Water Reuse and Desalination 9 
(2019), 463-505. 
[13]. Meng-hui Zhang, Hui Dong, Liang Zhao, 
De-xi Wang , Di Meng. “A review on Fenton 
process for organic wastewater treatment based 
on optimization perspective”, Science of the 
Total Environment 670 (2019), 110-121. 
___________________________________________________________________________ 
ẢNH HƯỞNG CỦA PHÂN BÓN NANO KẼM OXIT........... Tiếp theo Tr. 81 
7. Lê Quý Kha (2013) Hướng dẫn khảo sát, so 
sánh và khảo nghiệm giống ngô lai. NXB 
Khoa học và Kỹ thuật. 
8. QCVN 01-56: 2011/BNNPTNT, quy chuẩn 
kỹ thuật quốc gia Về khảo nghiệm giá trị canh tác 
và sử dụng của giống ngô. 
9. Farzad Aslani, Samira Bagheri, 
Nurhidayatullaili Muhd Julkapli, Abdul Shukor 
Juraimi,1 Farahnaz Sadat Golestan Hashemi, 
and Ali Baghdadi (2014), “Effects of 
Engineered Nanomaterials on Plants Growth: 
An Overview”, The Scientific World Journal, 
Article ID 641759, 28 pages 
10. Amin Farnia, Saeed Khodabandehloo 
(2015), “Changes in Yield and its Components 
of Maize (Zea mays L.) to Foliar Application 
of Zinc Nutrient and Mycorrhiza under Water 
Stress Condition”, International Journal of 
Life Sciences 9 (5), 75 – 80. 
11. Dhoke SK, Mahajan P, Kamble R, Khanna 
A (2013), “Effect of nanoparticles suspension 
on the growth of mung (Vigna radiata) 
seedlings by foliar spray method”, 
Nanotechnol Dev 3(1). 
12. Oprisan MU, Ecaterina F, Dorina C, 
Ovidiu C (2011), “Sunflower chlorophyll 
levels after magnetic nanoparticle supply”. 
Afric. J. of Biotech. 10(36), 7092–7092
. 
93