Xử lý Cu2+ và Zn2+ trong nước thải xi mạ bằng phương pháp tách từ tính

Science & Technology Development, Vol 3, No.T20–2017 
Trang 46 
Xử lý Cu2+ và Zn2+ trong nước thải xi mạ bằng 
phương pháp tách từ t nh 
 Lê Thị Xuân Thùy 
 Hồ Hồng Quyên 
 Nguyễn Thị Sao Mai 
Trường Đại học Bách Khoa–Đại học Đà Nẵng 
(Bài nhận ngày 13 tháng 12 năm 2016, nhận đăng ngày 26 tháng 09 năm 2017) 
TÓM TẮT 
Đồng (Cu) và kẽm (Zn) là hai kim loại được 
sử dụng phổ biến trong các ngành công nghiệp 
khai khoáng, luyện kim và xi mạ. Ảnh hưởng của 
hai kim loại này đến môi trường nước cũng như 
sức khỏe của con người là không nhỏ, bởi đặc 
tính cơ bản của chúng chính là kim loại nặng và 
khả năng lưu trữ, tích lũy lâu dài trong cơ thể, 
khó bị phân hủy sinh học và đào thải theo cơ chế 
thông thường. Phương pháp tách từ tính với vật 
liệu hấp phụ -PGM (-poly glutamic acid 
coated magnetite) là một giải pháp mới để loại 
bỏ Cu2+ và Zn2+ ra khỏi nguồn nước. Các kết 
quả nghiên cứu đã chứng minh hiệu quả xử lý 
Cu
2+
 và Zn2+ rất cao chỉ với 0,2 g/L -PGM 
trong 10 phút ở môi trường pH 6 và tốc độ 
khuấy 200 vòng/phút (hiệu suất tương ứng là 
99,91 % và 99,75 %). Ngoài ra, khả năng tái sử 
dụng của vật liệu γ-PGM đến 12 lần khi sử dụng 
dung dịch acid HCl 0.1 N để giải hấp phụ vật 
liệu này trong 1 giờ là điều kiện tối ưu để tách 
hai ion kim loại Cu2+ và Zn2+ ra khỏi bề mặt hạt 
γ-PGM. Các kết quả thí nghiệm cho thấy γ-PGM 
thật sự là một vật liệu mới áp dụng tách kim loại 
nặng trong môi trường nước hoặc nước thải với 
nhiều ưu điểm nổi bật. 
Từ khóa: kim loại nặng, đồng, kẽm, hấp phụ, vật liệu từ tính -PGM 
MỞ ĐẦU 
Kim loại nặng là những nguyên t có tỉ trọng lớn 
hơn 5 g/cm3 [1], bao g m các kim loại chuyển tiếp, 
một s phi kim, các kim loại thuộc họ lathanide và 
actinide, t n tại ở cả ba môi trường đất, nước và 
không kh thông qua quá trình hoạt động và phát triển 
của các ngành công nghiệp khai khoáng, xi mạ, luyện 
kim, dệt nhuộm... Đặc biệt, kim loại nặng trong môi 
trường nước thường có dạng ion hoặc dạng phức, có 
khả năng phát tán rộng hơn và xa hơn so với trong 
không kh và đất. Các kim loại nặng này không bị 
phân hủy sinh học, có khả năng gắn kết với các mạch 
cacbon khi t n tại ở dạng ion tự do, dễ dàng t ch tụ 
trong cơ thể sinh vật trong thời gian dài và bền vững. 
Hai trong s đó là kim loại đ ng và kẽm. 
Đ ng (Cu) là kim loại màu chuyển tiếp có s 
hiệu nguyên tử là 29, nguyên tử kh i 63,54, nóng 
chảy ở nhiệt độ 1083 oC. Các ngu n chủ yếu gây ra 
sự ô nhiễm môi trường của đ ng là do quá trình khai 
thác quặng, trong nông nghiệp và phế thải (mạ đ ng, 
gia công mỹ nghệ). Các nghiên cứu cho thấy nhiễm 
độc đ ng gây ảnh hưởng đến sức khỏe con người, cụ 
thể, nước u ng chứa hơn 3 mg/L Cu sẽ gây ra các hội 
chứng dạ dày - ruột như nôn mửa, tiêu chảy. Ở n ng 
độ từ 0,25 mg/L đến 0,3 mg/L Cu trong huyết thanh 
gây ra bệnh r i loạn trao đổi chất đ ng [2]. 
Kẽm (Zn) là nguyên t kim loại lưỡng t nh, thuộc 
nhóm 12, có s hiệu nguyên tử là 30. Kẽm là chất 
khoáng vi lượng thiết yếu cho sinh vật và sức khỏe 
con người, đặc biệt trong quá trình phát triển của thai 
nhi và của trẻ sau khi sinh. Mặc dù kẽm là vi chất cần 
thiết cho sức khỏe, tuy nhiên nếu hàm lượng kẽm 
vượt quá mức cần thiết lại có hại cho sức khỏe. Hấp 
thu quá nhiều kẽm làm ngăn chặn sự hấp thu đ ng và 
TAÏP CHÍ PHAÙT TRIEÅN KH&CN, TAÄP 20, SOÁ T3–2017 
Trang 47 
sắt. Ion kẽm tự do trong dung dịch là chất có độc t nh 
cao đ i với thực vật, động vật không xương s ng, và 
thậm ch là cả động vật có xương s ng. 
Phương pháp xử lý kim loại nặng hiện nay được 
sử dụng phổ biến tại các nhà máy là phương pháp kết 
tủa nhờ các chất kiềm hóa dạng sulfat hay carbonate. 
Ngoài ra cũng có thể sử dụng các phương pháp khác 
như trao đổi ion, điện hóa, sinh học...[3]. Tuy nhiên, 
nhờ sự phát triển không ngừng của khoa học công 
nghệ, một phương pháp xử lý kim loại nặng mới đã 
được hình thành và đạt được các kết quả khả quan đó 
ch nh là phương pháp tách từ t nh. Phương pháp này 
được thực hiện nhờ hai quá trình ch nh là sự hấp phụ 
và lực điện từ trường của hạt mang từ t nh. Bằng các 
nghiên cứu thực nghiệm, các nhà khoa học trong và 
ngoài nước đã chứng minh khả năng hấp phụ đạt hiệu 
quả cao của hạt từ t nh. Ch nh bởi đặc trưng cơ bản 
của vật liệu hấp phụ này là t nh từ, nên sau khi hấp 
phụ ion kim loại nặng, các hạt này sẽ được tách ra 
khỏi dung dịch một cách nhanh chóng và dễ dàng nhờ 
lực hút của nam châm điện hoặc nam châm vĩnh cửu. 
Phương pháp tách từ t nh không chỉ đơn giản, tiêu t n 
 t năng lượng, đạt hiệu quả cao, dễ dàng vận hành mà 
còn có thể thu h i được vật liệu hấp phụ, tiết kiệm chi 
ph xử lý. Có rất nhiều vật liệu hấp phụ được sử dụng 
để tách kim loại nặng. Một trong s đó là vật liệu hấp 
phụ mang từ t nh -poly glutamic acid coated 
magnetite (-PGM). Vật liệu này được cấu tạo bởi hai 
thành phần ch nh là hạt sắt từ t nh Fe3O4 và -poly 
glutamic acid (-PGA) - một polymer sinh học tự 
nhiên được chiết xuất từ đậu nành lên men [4]. Lõi 
Fe3O4 có khả năng khuếch tán mạnh, có t nh chất từ 
t nh nên dễ được thu h i bằng nam châm, nhưng dễ bị 
ăn mòn hoặc bị hoà tan trong môi trường pH thấp. -
PGA là polymer chứa các g c–COOH có khả năng 
tạo liên kết hydro tạo thành mạng lưới hấp phụ ion 
kim loại t t nhưng dễ bị hòa tan trong dung dịch nên 
khó thu h i sau hấp phụ. Để khắc phục vấn đề này, 
GS. Mikito Yasuzawa (Trường Đại học Tokushima, 
Nhật Bản) đã nghiên cứu chế tạo hạt từ t nh -PGM 
bằng cách phủ lớp -PGA bên ngoài lõi Fe3O4 này. 
Hai thành phần này được kết hợp với nhau không chỉ 
để khắc phục nhược điểm của mỗi loại mà còn làm 
tăng diện t ch bề mặt tiếp xúc của hạt -PGM và sự 
kết d nh của chất ô nhiễm lên hạt từ t nh này. Nhờ đó, 
tăng cường khả năng hấp phụ của vật liệu. Nghiên 
cứu khả năng ứng dụng của phương pháp tách từ t nh 
cũng như vật liệu -PGM sẽ là tiền đề cho việc ứng 
dụng công nghệ xanh thân thiện với môi trường để xử 
lý ngu n nước nhiễm kim loại nặng ở Việt Nam. 
VẬT LIỆU VÀ PHƢƠNG PHÁP 
Hóa chất và mẫu nƣớc thải sử dụng 
Các hóa chất sử dụng trong th nghiệm bao g m 
dung dịch axit HCl, Na2CO3 khan và vật liệu hấp phụ 
-PGM được nhập từ Công ty TNHH Nippon Poly-
Glu, Nhật Bản. 
Mẫu nước thải chứa ion kim loại Cu2+ và Zn2+ 
được lấy tại các bể chứa nước thải chưa qua hệ th ng 
xử lý của Nhà máy sản xuất sen vòi và thiết bị phòng 
tắm - Chi nhánh Công ty TNHH Lixil Việt Nam tại 
Quảng Nam [5, 6]. Các kết quả phân t ch mẫu nước 
thải trong quá trình sản xuất của nhà máy cho thấy 
hàm lượng ion Cu2+ và Zn2+ khá cao và không ổn 
định qua mỗi đợt lấy mẫu. Cụ thể, n ng độ Cu2+ là 
64,75 mg/L, 17,76 mg/L và 13,49 mg/L; n ng độ 
Zn
2+
 là 21,22 mg/L, 10,80 mg/L và 11,16 mg/L (xác 
định n ng độ bằng máy quang phổ hấp phụ nguyên tử 
AAS), và giá trị pH cũng thay đổi lần lượt là 1,0, 5,0 
và 1,7. Theo QCVN 40:2011/BTNMT– Quy chuẩn kỹ 
thuật quốc gia về nước thải công nghiệp áp dụng ở 
cột B, nước thải sau khi qua hệ th ng xử lý, xả vào 
ngu n nước không dùng cho mục đ ch cấp nước sinh 
hoạt, n ng độ Cu2+ và Zn2+ cần phải đạt được t i đa là 
2 mg/L và 3 mg/L. Ch nh vì vậy, việc tách các kim 
loại này ra khỏi ngu n thải là rất cần thiết. Hàng loạt 
các th nghiệm dưới đây sử dụng nước thải đầu vào 
trạm xử lý nước thải Nhà máy sản xuất sen vòi và 
thiết bị phòng tắm – Chi nhánh Công ty TNHH Lixil 
Việt Nam tại Quảng Nam có n ng độ ion Cu2 + và Zn2 
+ 
lần lượt là 17,76 mg/L và 10,80 mg/L với pH của 
mẫu nước thải là 5. 
Thí nghiệm đánh giá vật liệu γ-PGM 
Science & Technology Development, Vol 3, No.T20–2017 
Trang 48 
Để đánh giá vật liệu γ-PGM, các hạt γ-PGM sẽ được cho vào các dung dịch có giá trị pH khác nhau. 
Th nghiệm được tiến hành bằng cách cho 10 mg 
γ-PGM vào c c thủy tinh chứa 10 mL dung dịch có 
t nh acid với n ng độ HCl lần lượt 0,001; 0,01; 0,1; 
0,5; 1 và 3 M; dung dịch NaOH có n ng độ 0,5 và 1 
M; nước trung t nh và dung dịch đệm pH 7 n ng độ 
0,05 M. Lắc dung dịch ở t c độ 200 vòng/phút trong 
4 giờ r i dùng nam châm vĩnh cửu để tách các hạt từ 
t nh ra khỏi dung dịch. Sử dụng máy đo ICP-AES để 
xác định hàm lượng sắt bị rửa trôi có trong dung dịch 
[7]. Th nghiệm được tiến hành 3 lần và kết quả được 
lấy giá trị trung bình. 
Thí nghiệm hấp phụ Cu2+ và Zn2+ 
Khả năng hấp phụ ion Cu2+ và Zn2+ của hạt γ-
PGM được nghiên cứu dựa trên việc khảo sát các 
thông s khác nhau như kh i lượng hạt γ-PGM cần 
thiết để hấp phụ, thời gian hấp phụ, pH và t c độ 
khuấy trộn với mục đ ch xác định các điều kiện t i ưu 
của quá trình hấp phụ. Khảo sát thông s nào thì giá 
trị của thông s đó được điều chỉnh, còn các thông s 
khác được giữ c định. Các th nghiệm sau sẽ lấy giá 
trị của thông s có hiệu suất xử lý 2 ion kim loại Cu2+ 
và Zn2+ cao nhất của th nghiệm trước đã thực hiện. 
Cụ thể như sau, 0,5 g vật liệu γ-PGM cho vào các 
mẫu chứa 50 mL mẫu nước thải có pH = 5. Tất cả các 
mẫu được khuấy trong điều kiện nhiệt độ phòng. 
Sự ảnh hưởng của pH đến khả năng hấp phụ của 
hạt γ-PGM được tiến hành với giá trị pH của mẫu 
nước thải lần lượt được thay đổi là 6, 7, 8, 9 và 10 
bằng cách cho dung dịch NaOH và HCl để điều 
chỉnh. Chọn thời gian trung bình để thực hiện th 
nghiệm đầu tiên là 30 phút. 
Th nghiệm về thời gian của quá trình hấp phụ 
được tiến hành nghiên cứu lần lượt là 10, 20, 30, 60, 
90, 120 và 150 phút. 
Nghiên cứu về lượng vật liệu hấp phụ t i ưu cho 
quá trình hấp phụ kim loại nặng được thay đổi 0,01; 
0,05; 0,1; 0,5 và 1 g. 
Các giá trị t c độ khuấy g m 100, 200, 400, 600, 
800 và 1000 vòng/phút đã được tiến hành thực hiện. 
Sau khi hấp phụ, các hạt γ-PGM được tách ra 
khỏi dung dịch bằng nam châm vĩnh cửu có cường độ 
từ 3500–4000 Oe. N ng độ Cu2+ và Zn2+ còn lại trong 
dung dịch được xác định bằng máy quang phổ hấp 
phụ nguyên tử AAS. Th nghiệm loại bỏ ion Cu2+ và 
Zn
2+
 trong môi trường nước bằng phương pháp tách 
từ t nh được thể hiện ở Hình 1. Th nghiệm được tiến 
hành 2 lần và kết quả được lấy giá trị trung bình. 
Hiệu suất của quá trình hấp phụ mỗi kim loại nặng Cu và Zn được xác định theo công thức (1): 
100(%)
0
0 
C
CC
E t (1) 
Trong đó: 
- E: Hiệu suất của quá trình hấp phụ (%). 
- C0: N ng độ Cu
2+
 hoặc Zn2+ trong mẫu th nghiệm ban đầu (mg/L). 
- Ct: N ng độ Cu
2+
 hoặc Zn2+ trong mẫu th nghiệm sau khi hấp phụ (mg/L). 
TAÏP CHÍ PHAÙT TRIEÅN KH&CN, TAÄP 20, SOÁ T3–2017 
Trang 49 
Hình 1. Loại bỏ kim loại trong môi trường nước bằng phương pháp tách từ t nh 
Thí nghiệm khả năng giải hấp phụ và tái sử dụng 
vật liệu γ-PGM 
Th nghiệm giải hấp phụ và tái sử dụng của hạt γ-
PGM được thực hiện sau mỗi lần tiến hành hấp phụ 
Cu
2+
 và Zn2+. Các hạt γ-PGM sau khi rửa sạch bằng 
nước cất từ 2 đến 3 lần, được ngâm trong 20 mL dung 
dịch acid HCl 0,1 N [7, 8]. Để làm tăng hiệu suất giải 
hấp phụ, hạt γ-PGM được lắc với t c độ 60–70 
vòng/phút trong vòng 1 giờ. Sau quá trình giải hấp 
phụ, các hạt từ t nh γ-PGM được rửa sạch bằng nước 
cất cho đến khi đạt trạng thái trung t nh, r i tiếp tục 
cho vào các mẫu nước thải mới để thực hiện th 
nghiệm tái hấp phụ tiếp theo. Th nghiệm được tiến 
hành 2 lần và kết quả được lấy giá trị trung bình. 
KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 
Kết quả đánh giá vật liệu γ-PGM 
Bảng 1. Phân t ch độ bền vật liệu trong các dung dịch khác nhau. 
Dung dịch Lượng sắt bị rửa trôi (%) 
Nước trung t nh < 0,0003 
Dung dịch đệm pH 7 n ng độ 0,05 M < 0,0006 
0,001 M HCl 0,6 
0,01 M HCl 1,1 
0,1 M HCl 1,2 
0,5 M HCl 1,7 
1 M HCl 1,9 
3 M HCl 8,6 
0,5 M NaOH 0,03 
1 M NaOH < 0,0003 
Từ kết quả phân t ch của Bảng 1, có thể thấy, đ i 
với các dung dịch khác nhau thì hàm lượng sắt trong 
vật liệu γ-PGM bị rửa trôi cũng khác nhau. Trong 
dung dịch nước trung t nh, dung dịch đệm pH 7 và 
dung dịch kiềm, lượng sắt rửa trôi rất thấp, không quá 
0,03 %. Ngược lại, trong các dung dịch acid, lượng 
sắt bị rửa trôi tăng dần từ 0,6 đến 8,6 % tương ứng 
với n ng độ acid tăng. Th nghiệm cũng cho thấy, 
thời gian tiếp xúc với dung dịch axit càng dài lượng 
sắt bị rửa trôi càng lớn. Sau 24 giờ, 100 % lượng sắt 
đã bị rửa trôi hoàn toàn trong dung dịch HCl 3 M. 
Như vậy, đ i với dung dịch acid, γ-PGM chỉ có thể 
hoạt động t t trong điều kiện n ng độ dung dịch thấp 
hơn 1 M và không tiếp xúc quá 4 giờ. Kết quả này sẽ 
là cơ sở cho việc lựa chọn n ng độ acid HCl và thời 
gian tiếp xúc của th nghiệm giải hấp phụ. 
Ảnh hƣởng của pH 
pH là yếu t có ảnh hưởng mạnh nhất đến hiệu 
suất của quá trình xử lý bởi nó liên quan đến các 
nhóm chức của bề mặt hấp phụ cũng như xác định sự 
Science & Technology Development, Vol 3, No.T20–2017 
Trang 50 
hình thành các dạng mới của các ion kim loại nặng 
trong môi trường nước ở các mức pH khác nhau. 
Đ i với Cu2+, nhìn chung, hiệu suất xử lý đạt rất 
cao trong khoảng pH từ 5 đến 10, n ng độ sau khi 
hấp phụ đều đạt dưới quy chuẩn hiện hành QCVN 
40:2011/BTNMT cột B là 0,5 mg/L. Quan sát hình 2, 
có thể thấy, ngay tại pH bằng 5, hiệu suất xử lý đã đạt 
95 %, n ng độ sau hấp phụ chỉ còn 0,81 mg/L. Khi 
tăng dần pH lên 6, hiệu suất tách Cu2+ có cao hơn pH 
5, đạt trên 99 % và hiệu suất cũng không thay đổi 
đáng kể khi tăng pH đến 10. Kết quả này cũng tương 
ứng với kết quả th nghiệm khảo sát thời gian hấp phụ 
ở trên cũng như các tài liệu tham khảo [9, 10]. Điều 
này chứng tỏ môi trường pH t i ưu để xử lý kim loại 
Cu
2+
 là 6. 
Đ i với Zn2+, tại pH bằng 5, hiệu suất xử lý chỉ 
đạt 61 %, n ng độ Zn2+ lúc này vẫn còn cao, 4,16 
mg/L. Nhưng khi tăng pH lên 6, hiệu suất tăng đến 92 
% và n ng độ Zn2+ đã đạt dưới mức tiêu chuẩn cho 
phép xả thải của QCVN 40:2011/BTNMT, chỉ còn 
0,79 mg/L. Khi tăng dần pH, các kết quả cho thấy 
n ng độ Zn2+ đều giảm xu ng dưới 0,05 mg/L. Như 
vậy, kim loại Zn2+ có khả năng được tách ra khỏi 
nước thải dễ dàng ở điều kiện pH bằng 6. 
Để thuận tiện cho quá trình hấp phụ đ ng thời cả 
hai kim loại nặng, nhóm tác giả lựa chọn môi trường 
pH bằng 6 là môi trường hợp lý để thu h i Cu2+ và 
Zn
2+
 và để thực hiện khảo sát các thông s khác. 
Hình 2. Ảnh hưởng của pH đến hiệu suất hấp phụ 
Ảnh hƣởng của thời gian hấp phụ 
Thời gian khuấy trộn là một trong các yếu t ảnh 
hưởng lớn đến quá trình hấp phụ Cu2+ và Zn2+. Cần 
có thời gian đủ để các hạt γ-PGM tiếp xúc với nước 
thải và để quá trình hấp phụ diễn ra hoàn toàn, nhằm 
làm tăng hiệu suất xử lý của hạt γ-PGM. Thời gian 
khuấy trộn quá ngắn sẽ không kịp cho quá trình hấp 
phụ diễn ra. Ngược lại thì hiệu suất xử lý sẽ tăng lên, 
n ng độ kim loại nặng sẽ giảm đến t i đa, nhưng t n 
nhiều thời gian xử lý, hiệu quả kinh tế không cao. 
TAÏP CHÍ PHAÙT TRIEÅN KH&CN, TAÄP 20, SOÁ T3–2017 
Trang 51 
Hình 3. Ảnh hưởng của thời gian hấp phụ đến hiệu suất xử lý Cu và Zn
Chỉ trong 10 phút đầu tiên, n ng độ Cu2+ đã giảm 
rất mạnh, xu ng còn 0,36 mg/L. Khi tăng dần thời 
gian hấp phụ, hiệu suất xử lý cũng không có sự thay 
đổi nhiều. Trong khi đó, hiệu suất xử lý Zn2+ lại có sự 
chênh lệch khi thay đổi thời gian hấp phụ. Ban đầu, 
hiệu suất tách Zn2+ trong 10 phút và 20 phút là tương 
đương nhau (85 %). Nhưng khi tăng thêm 10 phút 
nữa, hiệu suất đạt 93 % và tăng dần đến 99 % ở 150 
phút. Mặc dù có sự chênh lệch hiệu suất như vậy 
nhưng n ng độ Zn2+ đã đạt dưới mức quy định của 
cột B - QCVN 40:2011/BTNMT ngay trong 10 phút 
tiếp xúc. Như vậy, có thể chọn thời gian để hấp phụ 
Cu
2+
 và Zn2+ của hạt γ-PGM là 10 phút. 
Ảnh hƣởng của lƣợng γ-PGM 
 Lượng γ-PGM cũng là yếu t có ảnh hưởng rất 
lớn đến quá trình hấp phụ. Lượng γ-PGM quá t thì 
chưa đủ để hấp phụ hoàn toàn các kim loại nặng, dẫn 
đến hiệu suất xử lý thấp. Ngược lại, sử dụng quá 
nhiều γ-PGM cũng chưa chắc đạt hiệu suất cao nhất, 
bên cạnh đó còn gây lãng ph vật liệu, tăng chi ph xử 
lý. 
Kết quả th nghiệm cho thấy, khả năng hấp phụ 
cùng lúc hai kim loại Cu2+ và Zn2+ của cùng một 
lượng γ-PGM là tương đương nhau. Chỉ cần 0,01 g γ-
PGM, n ng độ Cu2+ và Zn2+ đã giảm xu ng rất thấp, 
hiệu suất đạt đến 99 %. Và hiệu suất này cũng gần 
như đạt trạng thái cân bằng ở các th nghiệm tăng dần 
lượng γ-PGM. 
Hình 4. Ảnh hưởng của lượng γ-PGM đến hiệu suất hấp phụ 
Science & Technology Development, Vol 3, No.T20–2017 
Trang 52 
Ảnh hƣởng của tốc độ khuấy 
Hình 5. Ảnh hưởng của t c độ khuấy đến hiệu suất hấp phụ 
T c độ khuấy trộn cũng là một trong các yếu t 
quan trọng ảnh hưởng đến hiệu suất của quá trình hấp 
phụ. T c độ khuấy trộn quá nhanh sẽ làm các hạt γ-
PGM va chạm mạnh với nhau, thậm ch có thể phá vỡ 
kết cấu của hạt γ-PGM, làm mất đi t nh chất và khả 
năng hấp phụ kim loại. Ngược lại, t c độ khuấy trộn 
quá chậm sẽ làm giảm thời gian tiếp xúc giữa hạt γ-
PGM với kim loại nặng, dẫn đến hiệu suất xử lý thấp. 
Từ kết quả hình 5, có thể thấy hiệu suất hấp phụ cả 
hai kim loại Cu2+ và Zn2+ ở từng mức t c độ khuấy 
không có sự thay đổi nhiều, tương đ i đ ng đều với 
nhau. Tuy nhiên, trong quá trình thực nghiệm, khi so 
sánh sự xáo trộn của vật liệu hấp phụ với mẫu nước 
theo từng m c t c độ, mức 100 vòng/phút tương đ i 
chậm, do đó khó tạo được sự tiếp xúc đ ng đều. Như 
vậy, để tiết kiệm năng lượng đ ng thời vẫn đạt hiệu 
suất hấp phụ cao, có thể chọn mức 200 vòng/phút để 
sự tiếp xúc giữa γ-PGM và nước thải đạt hiệu quả cao 
nhất. 
Khả năng tái sử dụng vật liệu hấp phụ γ-PGM 
Với sự gia tăng giá thành của các vật liệu và các 
quá trình xử lý nước thải hiện nay, các quá trình thu 
h i sản phẩm đang trở nên được quan tâm nhiều hơn. 
Việc tái sử dụng vật liệu hấp phụ thông qua quá trình 
phục h i đặc t nh hấp phụ là nhân t ch nh để đánh 
giá đặc t nh của vật liệu hấp phụ, đ ng thời cũng là 
một biện pháp cần thiết để tiết kiệm vật liệu, tăng 
hiệu quả kinh tế của công nghệ xử lý. Từ kết quả 
phân t ch, có thể xác định vật liệu γ-PGM có khả 
năng tái sử dụng rất lớn. Hiệu suất tách Cu2+ và Zn2+ 
sau 12 lần giải hấp, hiệu suất xử lý đều đạt trên 99 %, 
n ng độ Cu2+ và Zn2+ sau khi xử lý đạt dưới mức quy 
định của cột B – QCVN 40:2011/BTNMT. 
TAÏP CHÍ PHAÙT TRIEÅN KH&CN, TAÄP 20, SOÁ T3–2017 
Trang 53 
Hình 6. Hiệu suất xử lý Cu2+ và Zn2+ sau 12 lần tái hấp phụ 
KẾT LUẬN 
Việc ứng dụng phương pháp tách từ t nh và vật 
liệu γ-PGM để hấp phụ kim loại Cu2+ và Zn2+ trong 
nước thải công nghiệp đã chứng minh khả năng xử lý 
kim loại nặng một cách nhanh chóng, hiệu quả và tiết 
kiệm. Khả năng tách Cu2+ và Zn2+ trong các điều kiện 
cũng tương đương nhau, như: thời gian hấp phụ 10 
phút, pH 6, lượng γ-PGM 0,2 g/L và t c độ khuấy 
200 vòng/phút. Bên cạnh đó, dùng dung dịch acid 
HCl 0,1 N để giải hấp phụ vật liệu γ-PGM trong 1 giờ 
là điều kiện t i ưu để các ion Cu2+ và Zn2+ có thể tách 
ra khỏi bề mặt γ-PGM và tái sử dụng vật liệu này. 
Các kết quả th nghiệm trên sẽ trở thành một sự lựa 
chọn mới, xứng đáng để các nhà đầu tư và quản lý 
cân nhắc và xem xét khi thiết lập hệ th ng xử lý kim 
loại nặng nói chung cho ngành xi mạ. 
Removal of copper and zinc from plating 
wastewater by megnatic separation method 
 Le Thi Xuan Thuy 
 Ho Hong Quyen 
 Nguyen Thi Sao Mai 
Department of Environment, Danang University of Science and Technology 
ABSTRACT 
Copper (Cu) and Zinc (Zn) are two popular 
heavy metals using in the mining operation, 
metallurgic industry, metal plating facilities, 
etc., and their effecs on the environment and 
human health are quite seriously. Application of 
a new adsorbent γ-PGM (-poly glutamic acid 
coated magnetite) is one of the new methods to 
separate toxic heavy metals Cu and Zn from 
water and wastewater. This study showed that 
0.2 g/L γ-PGM at pH 6 with the shaking speed 
200 rpm in 10 minutes were the best conditions 
for removal of Cu and Zn. The efficient removal 
of Cu and Zn was 99.91 % and 99.75 %, 
respectively. Besides, regeneration the ability of 
γ-PGM particles reached to 12 times while using 
hydrochloric acid HCl 0.1 N for 1 hour for 
desorption of the materials which is the best 
optimal conditions for separating Cu
2 +
 and Zn
2 + 
ions from the surface of γ-PGM particles. The 
results indicated that γ-PGM was the potential 
material for the application to the heavy metals 
removal in water and wastewater with various 
outstanding characteristics. 
Science & Technology Development, Vol 3, No.T20–2017 
Trang 54 
Key words: Heavy metals, copper, zinc, adsorption, magnetic nanoparticles -PGM. 
TÀI LIỆU THAM KHẢO 
[1]. J.H. Duffus, Heavy metals - A meaningless term, 
IUPAC Technical Report, Pure and Applied 
Chemistry, 74, 5, 793–807 (2002). 
[2]. N.Đ. Huệ, Độc học môi trường (Giáo trình chuyên 
đề), Đại học Khoa học tự nhiên, Đại học Qu c Gia 
Hà Nội, 141–148 (2010). 
[3].T.V. Nhân, Ngô Thị Nga, Giáo trình công nghệ xử 
lý nước thải, NXB Khoa học và Kỹ thuật, Hà Nội, 
trang 118–175 (2005). 
[4]. A. Ogunleye, A. Bhat, V.U. Irorere, D. Hill, C. 
Williams, I. Radecka, Poly--glutamic acid: 
production, properties and applications, 
Microbiology, 161, 1–17 ( 2015). 
[5]. Báo cáo đánh giá tác động môi trường Dự án đầu 
tư xây dựng Nhà máy sản xuất sen vòi và thiết bị 
phòng tắm, địa điểm lô 8 Khu công nghiệp Điện 
Nam–Điện Ngọc huyện Điện Bàn tỉnh Quảng Nam, 
tháng 1, Công ty Cổ phần Ngự Bình–Đà Nẵng 
(2009). 
[6]. Báo cáo giám sát môi trường định kỳ Nhà máy sản 
xuất sen vòi và thiết bị phòng tắm tại lô 8 Khu công 
nghiệp Điện Nam - Điện Ngọc, huyện Điện Bàn 
tỉnh Quảng Nam - Đợt 1, Công ty TNHH Thiết bị 
khoa học Kỹ thuật và Công nghệ Vạn Năng –Đà 
Nẵng (2014). 
[7].L.T.X. Thuy, M. Yasuzawa, T. Yabutani, 
Separation methods of metals from aqueous 
solution, Lambert Academic Publishing, ISBN 978-
3-659-69858-3, 41–47 (2015). 
[8]. Z. Juan, Adsorption of organic matter and heavy 
metal ions on poly--glutamic acid coated magnetic 
nanoparticles (PG-M), Dissertation (2011). 
[9]. F. Ge, M.M. Li, H. Ye, B.X. Zhao, Effective 
removal of heavy metal ions Cd
2+
, Zn
2+
, Pb
2+
, Cu
2+
from aqueous solution by polymer-modified 
magnetic nanoparticles, Journal of Hazardous 
Materials, 211 –212, 366–372 (2011). 
[10]. J. Hu, G. Chen, I.M.C. Lo, M. ASCE, 
Selective removal of heavy metals from industrial 
wastewater using maghemite nanoparticle: 
performance and mechanisms, Journal of 
Environmental Engineering, 132, 709–715 (2006).