ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN
-------------------------

Nguyễn Văn Huống

NGHIÊN CỨU KHẢ NĂNG XỬ LÝ NƯỚC THẢI
NHIỄM THUỐC NỔ NHÓM NITROPHENOL
BẰNG QUÁ TRÌNH QUANG FENTON

LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC

Hà Nội - Năm 2013

i


ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN
------------------------

Nguyễn Văn Huống

NGHIÊN CỨU KHẢ NĂNG XỬ LÝ NƯỚC THẢI
NHIỄM THUỐC NỔ NHÓM NITROPHENOL
BẰNG QUÁ TRÌNH QUANG FENTON
Chuyên ngành: Khoa học môi trường
Mã số: 60440301

LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC



Học viên

Nguyễn Văn Huống

iii


MỤC LỤC
I. MỞ ĐẦU .................................................................................................................1
CHƯƠNG I. TỔNG QUAN .......................................................................................3
1.1. Khái quát quá trình oxi hóa nâng cao ..................................................................3
1.1.1. Khái niệm về tác nhân oxi hóa nâng cao *OH và quá trình oxi hóa nâng cao
trên cơ sở *OH ............................................................................................................3
1.1.2. Đặc điểm quá trình oxi hóa Fenton ...................................................................8
1.1.3. Đặc điểm quá trình Quang Fenton ..................................................................12
1.2. Hiện trạng nghiên cứu, ứng dụng, công nghệ xử lý môi trường bị nhiễm thuốc
nổ nhóm Nitrophenol ................................................................................................14
1.2.1. Đặc điểm cấu tạo, tính chất lý, hóa học của các hợp chất Nitrophenol ..........14
1.2.2. Hiện trạng ô nhiễm môi trường nước thải bởi các hợp chất nitrophenol........18
1.2.3. Hiện trạng công nghệ xử lý ô nhiễm môi trường nước thải bởi các hợp chất
nitrophenol. ...............................................................................................................19
1.2.4. Hiện trạng nghiên cứu, ứng dụng các quá trình oxi hóa Fenton, UV-Fenton để
chuyển hóa, phân hủy các hợp chất nitrophenol độc hại nhiễm trong môi trường
nước...........................................................................................................................22
1.3. KẾT LUẬN CHƯƠNG I ...................................................................................24
CHƯƠNG 2. ĐỐI TƯỢNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU ........................26
2.1. Đối tượng nghiên cứu.........................................................................................26
2.2. Hóa chất và thiết bị ............................................................................................26
2.2.1. Hóa chất ..........................................................................................................26

KẾT LUẬN...............................................................................................................63
TÀI LIỆU THAM KHẢO.........................................................................................64

v


DANH MỤC HÌNH
Hình 2.1. Mô hình hệ thống thiết bị để thực hiện phản ứng oxi hóa NPs trong điều kiện không
có và có bức xạ UV.................................................................................................................................. 27
Hình 3.1. Sắc đồ HPLC của dung dịch TNP ở trong môi trường nước (T=30 oC, pH=3)........ 31
Hình 3.2. Sắc đồ HPLC của dung dịch TNR ở rong môi trường nước (T=30 oC, pH=3)......... 31
Hình 3.3. Đồ thị ngoại chuẩn xác định, TNP (a) ................................................................................ 33
Hình 3.4. Ảnh hưởng của tỷ lệ H2O2/Fe2+ đến hiệu suất phân hủy TNP....................................... 34
Bảng 3.3. Ảnh hưởng thời gian phản ứng tới hiệu suất (H, %) và tốc độ trung bình
(VTB, mg/l/phút) phân hủy TNP bằng tác nhân Fenton (8,75.10-4M Fe2+; 8,75.103

M H2O2)..................................................................................................................35

Hình 3.5. Sự phụ thuộc của hiệu suất vào pH ( to=30oC, CTNP=160,33mg/l. t=60 phút, tỷ lệ
H2O2/Fe = 10)............................................................................................................................................ 36
H×nh 3.6. Ảnh h−ëng cña pH ®Õn hiệu suất phân hủy....................................................................... 36
TNP theo thêi gian (to=30oC, CTNP=160,33mg/l. t=60 phút, tỷ lệ H2O2/Fe = 10)......................... 36
Bảng 3.4. Ảnh hưởng của nhiệt độ tới hiệu suất và tốc độ .....................................37
trung bình phân hủy TNP ........................................................................................37
Hình 3.7. Ảnh hưởng của nhiệt độ đến tốc độ phân hủy của TNP ................................................. 37
Hình 3.9. Đồ thị sự phụ thuộc -ln(C/Co) vào thời gian phản ứng................................................... 38
Hình 3.10. Đồ thị sự phụ thuộc ln(k’TNP) vào 1/Tx10-3 của TNP.................................................... 39
H×nh 3.11. §å thÞ –ln(CNPs/CNPs(o)) - t ứng với các hệ NPs/Fenton :................................................. 40
Hình 3.13. Ảnh hưởng của H2O2 đến hiệu suất phân hủy TNR...................................................... 43
Hình 3.17. Ảnh hưởng của nhiệt độ đến hiệu suất phân hủy TNR................................................. 46

Bảng 3.1. Một số đặc trưng sắc ký của các hợp chất nitrophenol.................................................... 32
tại các giá trị pH khác nhau..................................................................................................................... 32
Bảng 3.2. Ảnh hưởng của hàm lượng H2O2 đến hiệu suất và tốc độ trung bình phân
hủy TNP (C0TNP = 167,33mg/l, pH = 3,0, CFe(II) = 8,75x10-4M, pH=3) .................34
và nhiệt độ dung dịch a) 30 oC; b) 40oC; c) 50oC .............................................................................. 38
Bảng 3.5. Hệ số tốc độ k’TNP ứng với các nhiệt độ khác nhau ...............................39
Bảng 3.6. Ảnh hưởng của hàm lượng H2O2 và tỉ lệ H2O2/Fe2+ đến hiệu suất và tốc
độ trung bình phân hủy TNR,..................................................................................42
Bảng 3.7. Ảnh hưởng thời gian phản ứng tới hiệu suất (H, %) và tốc độ trung bình
(VTB, mg/l/phút) phân hủy TNR bằng tác nhân Fenton (8,75.10-4M Fe2++ 8,75.103

M H2O2)..................................................................................................................44

Bảng 3.8. Sự biến đổi nồng độ TNR theo nhiệt độ ở môi trường pH=3........................................ 45
(C0TNR = 199,01 mg/l, CH2O2 = 8,75.10-2M, CFe(II) = 8,75.10-4M, pH=3)........................................... 45
Bảng 3.9. Ảnh hưởng của hàm lượng H2O2 đến hiệu suất và tốc độ trung bình phân
hủy TNP trong hệ UV-Fenton .................................................................................47
Bảng 3.10. Ảnh hưởng thời gian phản ứng tới hiệu suất (H, %) và tốc độ trung
bình (VTB, mg/l/phút) phân hủy TNP bằng tác nhân UV-Fenton (1,75.10-4M Fe2+;
3,5.10-3M H2O2).......................................................................................................49
Bảng 3.11. Ảnh hưởng của nhiệt độ tới hiệu suất và tốc độ ...................................51
trung bình phân hủy TNP trong hệ UV-Fenton.......................................................51
Bảng 3.12. Ảnh hưởng nhiệt độ tới hệ số tốc độ phản ứng giả bậc nhất k’ ............52
của hệ TNP/UV-Fenton...........................................................................................52
Bảng 3.13. Phương trình động học và hệ số tốc độ k’NPs đối với...........................56
các hệ NPs/ Fenton và NPs/UV- Fenton .................................................................56
Bảng 3.14. Ảnh hưởng của hàm lượng H2O2 và tỉ lệ H2O2/Fe2+ đến hiệu suất và tốc
độ trung bình phân hủy TNR trong hệ UV-Fenton, ................................................57

viii

việc ứng dụng các tác nhân oxi hóa hoặc quá trình oxi hóa nâng cao (AOPs) (thí dụ
như sử dụng ozon, clo [20], oxi hóa điện hóa (EOPs) [22], quang xúc tác [4,27] để
xử lý các hợp chất nitrophenol nhiễm trong nước thường gặp nhiều khó khăn khi
triển khai áp dụng trong thực tế ở quy mô lớn so với một số phương pháp khác. Xét
về mặt cấu tạo phân tử và tính chất thì các hợp chất nitrophenol (NPs) có độ bền
hóa học thấp hơn so với các hợp chất nitrotoluen do đó chúng sẽ dễ dàng bị chuyển
hóa và phân hủy hơn dưới tác động của các tác nhân oxi hóa nâng cao. Hay nói cách
khác, tính khả thi của việc sử dụng các quá trình oxi hóa nâng cao (đặc biệt là các
quá trình AOPs có sử dụng bức xạ cực tím (UV-AOPs) có khả năng khoáng hóa
cao), cho mục đích xử lý nguồn nước bị nhiễm các hợp chất NPs phải cao hơn so
với các hợp chất NTs.
Tuy nhiên việc nghiên cứu áp dụng các giải pháp công nghệ sử dụng tác
nhân Fenton, UV-Fenton để xử lý nước thải nhiễm các thuốc nổ nitrophenol còn rất

1


ít được quan tâm đến. Đây chính là các căn cứ để học viên đề xuất đề tài luận văn
Thạc sỹ của mình với tên gọi:
Nghiên cứu khả năng xử lý nước thải nhiễm thuốc nổ nhóm nitrophenol bằng
quá trình quang Fenton.
* Mục tiêu của luận văn:
Làm rõ được các kiểu quá trính oxi hóa phân hủy của các hợp chất NPs có tính nổ
(như TNP và TNR) bằng một số quá trình oxi hóa nâng cao, không và có sử dụng
bức xạ UV và khả năng ứng dụng phương pháp UV-Fenton để xử lý mẫu nước thải
công nghiệp nhiễm TNR.
* Để đạt được mục tiêu trên luận văn cần giải quyết các nội dung sau:
1. Nghiên cứu, đánh giá về tốc độ, hiệu suất chuyển hóa trong môi trường
nước của một số hợp chất nitrophenol tập trung chủ yếu vào 2 hợp chất là: 2,4,6trinitrophenol (TNP) và 2,4,6-trinitrorezocxin (TNR), bằng quá trình Fenton.
2. Nghiên cứu, đánh giá tốc độ, hiệu suất chuyển hóa trong môi trường nước

Mỗi gốc *OH đều không mang điện, hai gốc HO * có thể kết hợp trở lại thành
HOOH cũng không mang điện. Ký hiệu * cho biết là gốc tự do và biểu thị một
electron không ghép đôi. Gốc tự do này không tồn tại có sẵn như những tác nhân
oxi hóa thông thường mà chỉ sản sinh ngay trong quá trình phản ứng, có thời gian
sống rất ngắn khoảng vài phần nghìn giây nhưng liên tục được sinh ra trong suốt
quá trình phản ứng.
Khả năng oxi hóa của các chất hoặc tác nhân oxi hóa trong đó có gốc *OH
thường được biểu thị bằng bằng volt (V) dựa trên hiệu thế điện cực hydro bằng 0.
Mỗi tác nhân oxi hóa đều có một thế oxi hóa khác nhau và đại lượng này được dùng
để so sánh khả năng oxi hóa mạnh hay yếu của chúng. Thế oxi hóa của một số tác
nhân oxi hóa điển hình được sắp xếp theo thứ tự sau: Gốc hydroxyl (2,80V) > Ozon
(2,07V) > Hydrogen peroxit (1,78V) > Permanganat (1,68V) > Hydrobromic axit
(1,59V) > Clo dioxit (1,57V) > Hypocloric axit (1,49V) > Hypoiodic axit (1,45V)
> Clo (1,36V) > Brom (1,09V) > Iot (0,54V).
Như vậy thế oxi hóa của gốc hydroxyl *OH (2,80V) là cao nhất trong số các
tác nhân oxi hóa thường gặp. Nếu so với clo, thế oxi hóa của gốc hydroxyl *OH cao
gấp 2,05 lần và nếu so với ozon thì thế oxi hóa của gốc *OH cao gấp 1,52 lần.

3


1.1.1.2. Cơ chế phản ứng oxi hóa của gốc *OH
Gốc hydroxyl *OH có thể tương tác với các chất ô nhiễm theo các kiểu sau
đây:
- Phản ứng cộng với các hợp chất không no dãy thẳng hoặc vòng thơm, tạo ra
gốc mới hydroxylat hoạt động:

*OH + CH 2 =CH 2 → *CH 2 -CH 2 (OH)

(1.2)

oxi hóa rất nhanh và không chọn lựa khi phản ứng với các hợp chất khác nhau,
nhiều công trình nghiên cứu trong vài thập kỷ qua là tìm kiếm các quá trình tạo ra

4


gốc hydroxyl *OH trên cơ sở các tác nhân oxi hóa thông thường như ozon,
hydrogen peroxit thông qua phản ứng hoá học (H2O2/Fe2+, O3/H2O2, O3/xúc tác),
hoặc nhờ năng lượng bức xạ tia cực tím UV (O3/UV, H2O2/UV, O3 + H2O2/UV,
H2O/VUV, TiO2/UV) và các nguồn năng lượng cao (siêu âm, tia gamma, tia X,
chùm electron,…)
Các quá trình oxi hóa nâng cao trên cơ sở gốc hydroxyl đã được nghiên cứu để
áp dụng vào xử lý nước và nước thải cho đến nay có thể thống kê tóm tắt trong bảng
1.1; còn đặc điểm chính của các phản ứng oxi hóa nâng cao trong các quá trình
Fenton, oxi hóa điện hóa và oxi hóa kiểu Fenton sẽ được trình bày trong mục tiếp
theo của luận văn này.
Bảng 1.1. Các quá trình oxi hóa nâng cao dựa vào gốc hydroxyl *OH
TT

Tác nhân

Phản ứng đặc trưng

Tên quá trình

phản ứng
1

H2O2 + Fe2+


photon UV

Quang Fenton (Photo
- Fenton Process)

photon UV

3

*OH +

hv

hv

Fe2+ + gốc

Quang Fenton biến
thể (Modified Photo -

hv

H2O2+ Fe2+

OH- + *OH +

Fenton Process)

3+




Process)
6

O3 và chất xúc

3O3 + H2O

Catazon (Catazone

Chất xúc tác

tác

2*OH + 4O2

Process)

(Chất xúc tác đồng thể và dị thể)
7

H2O và năng

H2O

*OH + *H
Năng lượng điện hóa

lượng điện hóa

Năng lượng cao

*OH + *H

(1 - 10 M eV)

tia X, chùm

năng lượng cao (tia γ,
tia X, chùm electron)

electron)

(High-energy
radiation Processes:
γ-Ray process, X-Ray
process, e-Beam
process)

10

H2O2 và năng
lượng photon

UV/oxi hóa
H2O

UV

hv

H2O2/O3 và năng

H2O + O3 + H2O2

lượng photon

O2

UV

UV/oxi hóa

hv

4*OH +

UV/oxi hóa
(UV/Oxidation

(λ = 253,7 nm)

H2O và năng

Process)
VUV/oxi hóa

Năng lượng VUV

6


h+ + H2O

*OH + H+

Photocatalytic

h+ + OH-

*OH + H+

Process)

hv

Quang xúc tác bán

Theo Cơ quan bảo vệ môi trường Mỹ (US Environmental Protection Agency USEPA), dựa theo đặc tính của quá trình có hay không có sử dụng nguồn năng
lượng bức xạ tử ngoại UV còn có thể phân loại các quá trình oxi hóa nâng cao thành
hai nhóm:
i) Nhóm các quá trình oxi hóa nâng cao không sử dụng tác nhân ánh sáng
(Advanced Non-Photochemical Oxidation Processes - ANPO) gồm quá trình
Fenton, Perozon, Catazon, oxi hóa điện hoá, Fenton điện hoá, siêu âm, bức xạ năng
lượng cao.
ii) Nhóm các quá trình oxi hóa nâng cao có sử dụng tác nhân ánh sáng
(Advanced Photochemical Oxidation Processes - APOPs) gồm quá trình UV /H2O2,
UV /O3, UV / H2O2 + O3, VUV / H2O, quang Fenton, quang Fenton biến thể, quang
xúc tác bán dẫn UV /TiO2.
Ngoài các phản ứng oxi hóa nâng cao kể trên còn có thể kể đến một số phản
ứng oxi hóa nâng cao khác, thí dụ phản ứng oxi hóa kiểu Fenton trong trường hợp
sử dụng tác nhân là kim loại hóa trị không (0), điển hình là hệ Feo, Fe0/Ligan /Oxy

TT
1
2
3
4
5
6

Phương trình phản ứng
Fe2+ + H2O2 Fe3++*OH + OH(1)
Fe3+ + H2O2
Fe2+ + *O2H + H+
(2)
*OH + Fe2+
Fe3+ + OH(3)
*OH + H2O2
H2O + *O2H
(4)
Fe2+ + *HO2
Fe3+ + HO2(5)
Fe3+ + *HO2
Fe2+ + O2 + H+
(6)

Hằng số tốc
độ phản ứng, k
l.mol-1.s-1

Theo tác giả




1.1.2.2. Đặc điểm phản ứng oxi hóa phân hủy các chất hữu cơ trong quá trình
Fenton.
Theo [54] gốc tự do hydroxyl *OH sinh ra trong quá trình Fenton có khả năng
phản ứng với Fe2+ và H2O2, nhưng quan trọng nhất là có khả năng phản ứng với
nhiều chất hữu cơ (RH) tạo thành các gốc hữu cơ có khả năng phản ứng cao, từ đó
sẽ phát triển tiếp tục kiểu dây chuỗi:
*OH + Fe2+

OH- + Fe3+

*OH + H2O2

H2O + *HO2 (Phản ứng 4 trong Bảng 1.2)

(Phản ứng 3 trong Bảng 1.2)

*R + H2O

*OH + RH

(1.5)
2+

Các gốc hữu cơ *R có thể oxi hóa Fe theo phương trình (1.6), khử Fe3+ theo
phương trình (1.7) hoặc dimer hóa theo phương trình (1.8).
*R + Fe2+

Fe3+ + RH

3+

+ Phản ứng giữa H2O2 và chất xúc tác ion Fe

Phản ứng (2) trong Bảng 1.2 xảy ra xem như phản ứng phân hủy H2O2 bằng
chất xúc tác Fe3+ và tạo ra Fe2+ để sau đó tiếp tục xảy ra theo phản ứng (1) hình
thành gốc tự do hydroxyl *OH theo phản ứng Fenton. Tuy nhiên tốc độ ban đầu của
phản ứng oxi hóa bằng tác nhân H2O2/Fe3+ chậm hơn rất nhiều so với tác nhân
Fenton H2O2/Fe2+. Nguyên nhân vì trong trường hợp này Fe3+ phải được khử thành
Fe2+ trước khi gốc hydroxyl hình thành.
Phản ứng Fenton với chất xúc tác ion Fe3+ còn có thể xảy ra theo kiểu như
sau:
Fe3+ + H2O2
3+

Fe

+ *HO2

Fe-O2H2+ 
2+

Fe

+

+ H + O2

9



R* + O2
R* + Fe
3+

Fe

ROO* + R' + HO2*

3+

2+

Fe

+ H2O2

Fe

H2O2 + HO*
3+

Fe

+ HO2*

(1.13)

+ R'' + sản phẩm
2+

dCRH/dt=-kRHCRH.

(1.19)

Ở đây kRH là hằng số tốc độ phản ứng bậc nhất Khi t = 0; CRH is = CRH, t = 0
phương trình (1.19) sẽ chuyển thành phương trình (1.20):
ln {dCRH/CRH, t=0} = -kRH.t

(1.20)

10


Hằng số tốc độ phản ứng giả bậc nhất kRH có thể xác định bằng phương pháp
tích phân bậc 1 theo thông số thời gian.
1.1.2.3. Các yếu tố ảnh hưởng tới động học phản ứng oxi hóa Fenton
Các yếu tố chính ảnh hưởng đến động học phản ứng Fenton đồng thể là pH,
tỷ lệ Fe2+/H2O2 và loại ion (Fe2+ hay Fe3+, các anion vô cơ, nhiệt độ dung dịch).
a) Ảnh hưởng của độ pH
Trong phản ứng Fenton, độ pH ảnh hưởng rất lớn đến độ phân hủy và nồng
2+

độ Fe , từ đó ảnh hưởng rất lớn đến tốc độ phản ứng và hiệu quả phân hủy các chất
hữu cơ. Trong môi trường axit sẽ rất thuận lợi cho quá trình tạo gốc hydroxyl tự do
*OH, trong khi ở môi trường pH cao, quá trình kết tủa Fe3+ xảy ra nhanh hơn quá
trình khử, làm giảm quá trình tạo ra Fe2+, trở thành yếu tố hạn chế tốc độ phản ứng.
Nói chung phản ứng Fenton xảy ra thuận lợi khi pH từ 3 - 5, đạt được tốc độ cao
nhất khi pH nằm trong khoảng hẹp trên dưới pH = 3.
b) Ảnh hưởng của tỷ lệ Fe2+/H2O2 và loại ion (Fe2+ hay Fe3+)
Tốc độ phản ứng tăng khi tăng nồng độ H2O2, đồng thời nồng độ H2O2 lại

RXkt

RXkt

(R*…..*X)
(R*…..*X)

RXkt

(R*…..*X)
Rx* + O2

(1.21)
R* + *X

(1.22)

RX

(1.23)

R+ +X+

(1.24)
-

RX * + O2 *

(1.25)


ứng khử [Fe3+(OH)-]2+ trong dung dịch bằng quá trình quang hoá học cho phép tạo
ra một số gốc hydroxyl *OH phụ thêm theo phương trình sau:
Fe3+ + H2O
3+

- 2+

[Fe (OH) ]

[Fe3+(OH)-]2+ + H+

(1.26)

2+

(1.27)

+ hv

Fe

+ *OH

Tổng hợp hai phương trình trên sẽ được:
Fe3+ + H2O + hv

Fe2+ + H+ + *OH

(1.28)


bức xạ, diện tích bề mặt được chiếu bức xạ, độ dày lớp bức xạ .
Bước sóng càng dài, hiệu suất lượng tử tạo gốc hydroxyl càng giảm. Ngoài
các phản ứng khảo sát trên, hydrogen peroxit H2O2 có mặt trong môi trường phản
ứng dưới tác dụng bức xạ UV cũng sẽ bị quang phân ở bước sóng λ < 300 nm để
tạo ra gốc hydroxyl theo phản ứng (1.1).
Tuy vậy, do ion phức [FeIII(OH)]2+ hấp thu photon rất mạnh ở bước sóng
254nm so với H2O2 (ε của α[FeIII(OH)]2+ từ 1.500 đến 3.500 l.mol -1.cm-1, trong khi
đó ε của H2O2 chỉ có 18,6 l.mol-1.cm-1), nên phản ứng (1.28) đóng góp phần không
đáng kể trong việc tạo thêm gốc *OH so với các phản ứng khác.
1.2. Hiện trạng nghiên cứu, ứng dụng, công nghệ xử lý môi trường bị nhiễm
thuốc nổ nhóm Nitrophenol
1.2.1. Đặc điểm cấu tạo, tính chất lý, hóa học của các hợp chất Nitrophenol

14


1.2.1.1 Cấu tạo
Hợp chất nitrophenol là những hợp chất phenol có chứa nhóm nitro (- NO2)
liên kết trực tiếp với gốc hydrocacbon [18,28]. Căn cứ vào số nhóm nitro người ta
chia ra thành hợp chất mono, di, tri... nitrophenol., thí dụ: 2-mononitrophenol (2NP), 2,4-dinitrophenol (2,4-DNP), 2,4,6-trinitrophenol (2,4,6-TNP). Đặc điểm cấu
tạo và tính chất của một số hợp chất nitrophenol điển hình - đối tượng nghiên cứu
của luận văn đã được giới thiệu trong [18].
1.2.1.2. Tính chất chung của các hợp chất nitrophenol
Vì cũng thuộc nhóm các hợp chất nitro thơm nên về cơ bản các hợp chất
nitrophenol có các tính chất hóa học giống như các hợp chất nitro thơm. Chúng
cũng có nhóm -NO2 là nhóm phân cực mạnh, có thể gây hiệu ứng -I mạnh và -C
mạnh (khi có hệ liên hợp).
Cũng như các hợp chất nitro thơm hợp chất nitrophenol có thể bị khử thành
amin bậc 1 tương ứng với nhiều chất khử khác nhau như Ni, Sn, Zn, LiAlH4,
(NH4)2S.

và kim loại quý, tạo thành muối picrat.
TNP tham gia các phản ứng cộng hợp với nhiều chất khác nhau như antraxen,
benzen, naphtalen, phenol v.v... theo tỷ lệ phân tử 1:1.
TNP là hợp chất có tính nổ đã được nghiên cứu từ lâu
Axit picric tham gia phản ứng với kali xyanua (KCN), đây là phản ứng đặc
trưng với sản phẩm là axit izopupuric có màu đỏ. Đây là phản ứng được sử dụng để
định tính vết axit picric.
TNP còn tham gia phản ứng với nhiều chất khác nhau theo cơ chế của phản
ứng oxy hoá khử. Trong phản ứng với axit nitric, axit picric có vai trò là chất khử đã
khử axit nitric thành triaminophenol. Đây là phản ứng được sử dụng để loại axit
picric ra khỏi nước rửa tránh ô nhiễm nguồn nước.
* Độc tính:
TNP là chất có độc tính cao. Khi tồn tại trong không khí với nồng độ 117,5mg/m3 trong 6 giờ TNP có thể gây nhiễm độc nặng cho người. TNP gây bệnh
eczema, viêm thận, gây mất ngủ, liều gây chết của TNP đối với chuột là 0,5g/kg.

16