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 
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, 
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]. 
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)： 
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 
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. 
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 
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 
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. 
- 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. 
- 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). 
- 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. 
Hiệu suất phân hủy phenol được tính theo công 
thức: 
x100%
C
C(C
H%
0
cb))0 
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 (%). 
3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 
3.1. Kết quả khảo sát đặc điểm bề mặt, tính 
chất vật lý của vật liệu Fe-Cu 
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 
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 
Nguyên tố % Khối 
lượng 
% Nguyên 
tử 
O K 8,95 25,55 
Fe K 91,05 74,45 
Tổng cộng 100,00 100,00 
Hình 2: Phổ đồ EDS của vật liệu Fe-Cu 
Bảng 2: Kết quả phân tích các nguyên tố mẫu 
Fe-Cu 
Nguyên tố % Khối 
lượng 
% Nguyên tử 
O K 12,11 29,97 
Fe K 13,32 9,94 
Cu K 69,30 43,20 
C K 5,27 17,39 
Tổng cộng 100,00 100,00 
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. 
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 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. 
Hình 5: Đồ thị biểu diễn ảnh hưởng của thời 
gian đến hiệu suất xử lí phenol của vật liệu 
Fe-Cu 
 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. 
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. 
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. 
167
Hình 7: Đồ thị biểu diễn ảnh hưởng của tốc dộ 
lắc đến hiệu suất xử lí phenol của vật liệu 
Fe-Cu 
3.2.5. Ảnh hưởng nồng độ đầu của phenol 
Kết quả được trình bày ở hình 8. 
Hình 8: Đồ thị biểu diễn ảnh hưởng của nồng 
độ đến khả năng xử lí phenol của 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. 
3.2.5. Phân tích phân hủy nồng độ phenol 
bằng HPLC 
Hình 9: Các đường sắc ký đồ của mẫu dung 
dịch chứa phenol phụ thuộc vào khối lượng 
vật liệu Fe-Cu 
Hình 10: Phổ HPLC của mẫu dung dịch chứa 
phenol phụ thuộc vào khối lượng vật liệu 
Fe-Cu 
- Đường Co : Mẫu phenol ban đầu (100,98 mg/L) 
không có vật liệu Fe-Cu 
- 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 
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. 
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. 
Lời cảm ơn: Nghiên cứu này được tài trợ bởi 
đề tài Khoa học và Công nghệ Cấp bộ, mã số 
B2019-TNA-08. 
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 
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, 
https://doi.org/10.1007/s11356-019-04480 
(2019). 
3. Xiaoying Zheng MengqiJin, Xiang Zhou, 
Wei Chen, DanLu, YuanZhang, Xiaoyao Shao, 
“Enhanced removal mechanism of iron carbon 
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). 
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”, 
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). 
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). 
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 
169
coal gasification wastewater treatment”, 
Colloids and Surfaces A: Physicochem. Eng. 
Aspects, 484, 99–107 (2015). 
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. 
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 
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. 
4. KẾT LUẬN 
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+ 
TÀI LIỆU THAM KHẢO 
 [1] Babich, H., Devanas, M.A., Stotzky, G., 
The mediation of mutagenicity and 
clastogenicity of heavy metals by 
physicochemical factors. Environmental 
Research 37 (1985), 253–286. 
[2] Fenglian Fu, Qi Wang Removal of heavy 
metal ions from wastewaters: A review, 
Journal of Environmental Management 92 
(2011) 407-418. 
[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. 
[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. 
170