Nghiên cứu khả năng xử lý nước thải nhiễm thuốc nổ nhóm nitrophenol bằng một số tác nhân hóa học, xúc tác kết hợp với sử dụng thực vật thủy sinh
Bạn đang xem bản rút gọn của tài liệu. Xem và tải ngay bản đầy đủ của tài liệu tại đây (700.71 KB, 19 trang )
Nghiên cứu khả năng xử lý nƣớc thải nhiễm
thuốc nổ nhóm nitrophenol bằng một số tác
nhân hóa học, xúc tác kết hợp với sử dụng
thực vật thủy sinh
Phạm Thanh Dũng
Trƣờng Đại học Khoa học Tự nhiên
Luận văn ThS. ngành: Khoa học môi trƣờng; Mã số: 60 85 02
Ngƣời hƣớng dẫn: GS.TSKH. Đỗ Ngọc Khuê
Năm bảo vệ: 2012
Abstract. Nghiên cứu đặc điểm phân hủy của các hợp chất nitrophenol bằng tác
nhân Fenton (H2O2 + Fe(II) và điện phân. Nghiên cứu ảnh hƣởng của một số yếu tố
công nghệ đến khả năng phân hủy của các hợp chất Nitrophenol bằng tác nhân
Fenton (H2O2 + Fe(II) và điện phân. Khảo sát khả năng xử lý TNP và TNR bằng
thực vật thủy sinh: thủy trúc. Đề xuất quy trính xử lý đối với nƣớc thải chứa 2,4,6trinitrophenol (TNP) và 2,4,6-trinitrorezocxin (TNR) bằng giải pháp sử dụng tác
nhân Fenton hoặc điện phân kết hợp với thực vật thủy sinh (cây thủy trúc).
Keywords. Khoa học môi trƣờng; Xử lý nƣớc thải; Thực vật thủy sinh
Content
MỞ ĐẦU
Trong quân đội, nƣớc thải do các cơ sở sản xuất thuốc phóng, thuốc nổ, sửa chữa đạn
dƣợc thƣờng chứa một số hóa chất độc hại là các thuốc nổ thuộc nhóm nitrotoluen nhƣ
nitrotoluen (NT), 2,4,6-trinitrotoluen (TNT),…, nhóm nitrophenol nhƣ 2,4,6-trinitrophenol
(axit picric, TNP), 2,4,6-trinitrorezocxin (axit stypnic, TNR), nhóm nitramin nhƣ hexogen
(RDX), octogen (HMX), estenitrat nhƣ nitroglyxerin (NG) và một số chất khác. Đây là các
hóa chất vừa nguy hiểm vừa có độc tình cao với mơi trƣờng. Chình ví vậy nghiên cứu công
nghệ xử lý nƣớc thải công nghiệp nhiễm các hóa chất kể trên là một trong các nội dung quan
trọng của hoạt động Bảo vệ môi trƣờng trong quân đội hiện nay.
Đã có một số đề tài nghiên cứu khoa học công nghệ và một số luận án tiến sĩ, luận
văn thạc sỹ đã đề cập đến vấn đề xử lý mơi trƣờng bị nhiễm các hóa chất độc hại kể trên, đặc
biệt là các hóa chất thuộc nhóm nitrotoluen, nhóm nitramin,… bằng các giải pháp cơng nghệ
khác nhau nhƣ phƣơng pháp hấp phụ trên than hoạt tình hoặc hấp phụ trên than hoạt tình kết
hợp sử dụng thực vật bậc cao, phƣơng pháp điện phân hoặc điện phân kết hợp với thực vật
bậc cao, phƣơng pháp ozon hóa, sử dụng kim loại hóa trị (0), sử dụng bức xạ UV và các tác
nhân xúc tác oxi hóa (H2O2, TiO2), phƣơng pháp sử dụng các tác nhân sinh học (vi sinh vật
và thực vật bậc cao). Từ các kết quả đã cơng bố có thể rút ra một số nhận xét sau:
1. Trong số các đối tƣợng nƣớc thải nhiễm thuốc nổ đã nghiên cứu thí nƣớc thải cơng
nghiệp nhiễm các thuốc nổ nhóm nitrophenol thì dụ nhƣ axit picric (2,4,6 trinitrophenol –
TNP), axit stypnic (2,4,6 trinitrorezocxin – TNR) và một số hóa chất nitrophenol khác đƣợc
sử dụng trong cơng nghệ chế tạo thuốc nổ cịn ìt đƣợc nghiên cứu mặc dù chúng cũng là các
loại chất thải có độc tình cao với môi trƣờng.
2. Các kết quả thử nghiệm cho thấy việc kết hợp nhiều phƣơng pháp công nghệ khác
nhau (thì dụ điện phân hay hấp phụ kết hợp với sử dụng thực vật bậc cao) cho hiệu quả xử lý
cao hơn so với khi sử dụng một giải pháp độc lập.
3. Trong thời gian qua, một số tác giả nƣớc ngồi và ở trong nƣớc đã thử nghiệm
thành cơng một số giải pháp công nghệ mới nhƣ sử dụng các tác nhân oxi hóa bậc cao (trên
cơ sở phức của Fe(III) với các ligan tetraamido mạch vòng lớn (Tetraamidomacrocylic ligan,
TAML) và H2O2 (Hệ Fe-TAML- H2O2) và Fe(0)- EDTA- oxi khơng khì) hay hệ Fenton,… để
xử lý và chuyển hóa nhanh các hóa chất độc hại khó phân hủy.
Tuy nhiên việc nghiên cứu áp dụng các giải pháp công nghệ sử dụng tác nhân Fenton
hoặc điện phân hay kết hợp với thực vật để xử lý nƣớc thải nhiễm các thuốc nổ nitrophenol
cịn rất ìt đƣợc quan tâm đến. Đây chình là căn cứ để chúng tơi đề xuất đề tài luận văn Thạc
sỹ với tên gọi:
“Nghiên cứu khả năng xử lý nước thải nhiễm thuốc nổ nhóm nitrophenol bằng
một số tác nhân hóa học, xúc tác kết hợp với sử dụng thực vật thủy sinh”
Chƣơng 1. TỔNG QUAN
1.1. HIỆN TRẠNG Ô NHIỄM VÀ CÔNG NGHỆ XỬ LÝ NƢỚC THẢI NHIỄM CÁC HỢP
CHẤT NITROPHENOL
1.1.1. Nguồn ô nhiễm các hợp chất nitrophenol trong nƣớc
Hàng năm, các cơ sở sản xuất thuốc phóng, thuốc nổ quốc phịng phát sinh một lƣợng
nƣớc thải với trữ lƣợng khá lớn. Loại nƣớc thải này thƣờng chứa các thành phần có tình độc
hại cao với mơi trƣờng và rất khó bị phân hủy, đặc biệt là các hợp chất nitro thơm.
Các hợp chất nitro vòng thơm là một trong những chất ô nhiễm do con ngƣời tạo ra
vừa độc hại vừa khó xử lý, chúng thƣờng có mặt trong nƣớc thải nhuộm, thuốc trừ sâu, đạn
dƣợc và một số ngành cơng nghệ hóa học khác. Các hợp chất nitrophenol là một trong những
thành phần quan trọng nhất của các hợp chất nhóm này. Một số hợp chất nitrophenol cịn
đƣợc sử dụng trong cơng nghệ chế tạo vật liệu nổ.
Do các hợp chất nitrophenol đều có độ bền và độc tình cao cho nên cơng nghệ khử
độc cho nguồn nƣớc bị nhiễm các hợp chất này là vấn đề luôn đƣợc nhiều tác giả quan tâm
nghiên cứu.
1.1.2. Hiện trạng công nghệ xử lý nƣớc thải nhiễm các hợp chất phenol và các hợp chất
trinitrophenol độc hại
1.1.2.1. Phương pháp ozon hố
1.1.2.2. Phương pháp chuyển hóa chất ơ nhiễm bằng tác nhân oxy hóa khử kiểu
Fenton - sử dụng Hệ Fe(0)-EDTA-khơng khí và sử dụng phức có hoạt tính xúc tác hệ FeTAML/H2O2.
Giải pháp cơng nghệ hố học sử dụng tác nhân mới là hệ FEK (hệ Fe(0) - EDTA khơng khí). Trong hệ phản ứng FEK chứa bột sắt kim loại, ethylenediaminetetraacetate
(EDTA) và ơxy khơng khì. Thì nghiệm đã chỉ ra rằng hệ FEK có tình ơxy hố có thể làm
khống hố các chất hữu cơ ơ nhiễm, trong khi đó hệ sắt kim loại hố trị khơng (Fe(0)) có
tình khử. Có một số tác giả đã sử dụng Fe(0) để làm tăng khả năng ơxy hố của H2O2. Có thể
nói hiện nay, hệ FEK là hệ duy nhất có khả năng chuyển hố ơxy trong điều kiện thƣờng
thành hợp chất peroxyt để tạo ra gốc tự do OH*.. ƣu điểm của hệ FEK là có tình năng oxi hóa
cao mà khơng địi hỏi xúc tác, dung mơi hữu cơ và thiết bị đắt tiền.
Ngoài hệ FEK ra, việc nghiên cứu sản xuất ra xúc tác Fe-TAML có thể xem nhƣ một
bƣớc tiến vƣợt bậc trong lĩnh vực điều chế xúc tác oxi hoá hiệu quả nhiều tác nhân ô nhiễm
và thân thiện với môi trƣờng. Khả năng oxi hoá mạnh ngay ở nhiệt độ, áp suất thƣờng, trong
vùng pH rộng, thời gian sống lâu dài, sản phẩm chuyển hố là những hợp chất khơng gây ơ
nhiễm thứ cấp.
1.1.2.3. Phương pháp sử dụng thực vật
1.1.2.4. Hấp phụ bằng than hoạt tính
1.1.2.5. Phương pháp tổng hợp xử lý nước thải chứa các hợp chất nitro thơm trong đó
có các hợp chất nitrophenol
Đã có một số cơng trính nghiên cứu trong nƣớc tƣơng đối chi tiết về xử lý TNT,
DNT, DNP, TNR,… trong nƣớc thải của ngành công nghiệp sản xuất thuốc phóng, thuốc nổ
bằng hấp phụ (than hoạt tình) kết hợp các biện pháp sinh học (sử dụng thực vật thủy sinh)
trong nƣớc và đất bị ơ nhiễm.
Ngồi ra, đã có cơng trính nghiên cứu về giải pháp sử dng công nghệ tổng hợp trên
cơ sở sử dụng hệ oxi hãa kiĨu Fenton (hƯ Fe(0) - EDTA - oxy không khí) kết hợp vỡi thực
vật bậc cao để xử lý n-ỡc thải nhiễm hợp chất phenol (Phenol, TNR, m-NP).
1.2. ĐẶC ĐIỂM Q TRÌNH OXI HĨA FENTON
Hệ tác nhân Fenton gồm các ion sắt hóa trị 2 (thơng thƣờng dùng muối FeSO4) và
hydrogen peroxit H2O2:
Fe2+ + H2O2 Fe3+ + *OH + OH- (Phản ứng 1 trong Bảng 1.1)
Gốc tự do hydroxyl *OH sinh ra trong q trính Fenton có khả năng phản ứng với Fe2+
và H2O2, nhƣng 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.
Các yếu tố chình ảnh hƣởng đến động học phản ứng Fenton đồng thể là pH, tỷ lệ
2+
Fe /H2O2 và loại ion (Fe2+ hay Fe3+, các anion vô cơ, nhiệt độ dung dịch).
Hiện trạng nghiên cứu, ứng dụng các q trình oxi hóa Fenton để chuyển hóa,
phân hủy các hợp chất nitrophenol độc hại nhiễm trong mơi trƣờng nƣớc
a, Tình hình nghiên cứu ở nước ngồi [49,64]
Các tác giả đã nghiên cứu phân hủy 2,4-dinitrophenol (2,4-DNP), 2-nitrophenol (2-NP)
và 4-nitrophenol (4-NP) bằng tác nhân Fenton và nhận thấy khi tỉ lệ mol giữa các nitrophenol
và FeCl2 bằng 3 (đặc biệt với tỉ lệ NP:Fe2+ là 1.10-4M : 3,5.10-5M) mức độ phân hủy của 2,4DNP, 2-NP và 4-NP đạt đƣợc 90% trong khoảng thời gian tƣơng ứng là 3,4 và 3,5 giờ.
b, Tình hình nghiên cứu ở trong nước
Cũng nhƣ các cơng trính nghiên cứu ở ngồi nƣớc, trong các cơng trính nghiên cứu của
các tác giả trong nƣớc cũng đã bƣớc đầu chú trọng đến các đối tƣợng mơi trƣờng cụ thể (thì
dụ, nƣớc thải cơng nghiệp) bị nhiễm các hợp chất nitrophenol.
1.3. ĐẶC ĐIỂM QUÁ TRÌNH OXI HÓA KHỬ ĐIỆN HÓA PHÂN HỦY CÁC CHẤT HỮU
CƠ
Chuyển hóa hợp chất nitro thơm bằng phƣơng pháp điện hố về thực chất là ngƣời ta
thay thế tác nhân oxy hoá - khử hoá học bằng tác nhân oxy hoá - khử điện hố để chuyển hóa
hợp chất nitro thơm.
Chƣơng 2. ĐỐI TƢỢNG VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
2.1. ĐỐI TƢỢNG VÀ MỤC TIÊU NGHIÊN CỨU
2.1.1. Đối tƣợng nghiên cứu:
- Mẫu nƣớc bị ô nhiễm MNP, DNP, TNP và TNR tự tạo và mẫu nƣớc thải nhiễm
MNP, DNP, TNP, TNR.
- Đặc điểm phân hủy của các hợp chất nitrophenol bằng tác nhân Fenton và điện phân.
- Khả năng xử lý MNP, DNP, TNP và TNR bằng thủy trúc.
2.1.2. Mục tiêu: Xây dựng hệ thống xử lý nƣớc thải nhiễm các hợp chất nitrophenol (NPs)
phù hợp.
2.2. THIẾT BỊ VÀ HÓA CHẤT
2.2.1. Thiết bị
- Hệ thống thiết bị sắc ký lỏng hiệu năng cao (HPLC) Model HP 1100, sử dụng
detector chuỗi (DAD) do hãng Aligent (Mỹ) sản xuất.
- Cân phân tìch CHYO (Nhật Bản) có độ chình xác ±0,1mg.
- Máy đo pH: OAKLON, serie 510 (Mỹ) có độ chình xác ±0,01.
- Thiết bị quang phổ tử ngoại – khả kiến UV-Vis Agilent 8453 (Mỹ) sử dụng detector
chuỗi (DAD).
- Điện cực anot trơ dạng tấm
- Các vại sành hính trụ có đƣờng kình trung bính 22 cm, chiều cao 22 cm.
- Các loại chậu nhựa có đƣờng kình trung bính 35cm.
2.2.2. Hóa chất
- 2-mononitrophenol (MNP): dạng tinh thể có độ sạch phân tìch (Merck - Đức).
- 2,4-dinitrophenol (DNP): dạng tinh thể có độ sạch phân tìch (Merck - Đức)
- 2,4,6-trinitrophenol (TNP): dạng tinh thể có độ sạch phân tìch (Merck - Đức).
- 3-hydroxy-2,4,6-trinitrophenol (axit Styphnic, TNR): dạng tinh thể có độ sạch phân
tìch (Merck - Đức).
- Các dung mơi: axetonitryl, etanol, metanol, hexan) có độ sạch dùng cho phân tìch
HPLC (Merck - Đức).
- H2O2 (Merck) có độ sạch phân tìch, nồng độ dung dịch gốc 30% (w/v).
- FeSO4.7H2O (Merck) loại có độ sạch phân tìch.
- Đất phù sa đƣợc phơi khơ tự nhiên, độ ẩm trung bính 50%.
2.3. PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
2.3.1. Thiết kế thí nghiệm
2.3.1.1. Thí nghiệm chuyển hóa các dung dịch MNP, DNP, TNP và TNR bằng các qúa
trình Fenton
Ảnh hưởng của thời gian lên hiệu quả phân hủy
Ảnh hưởng của hàm lượng H2O2 lên hiệu quả phân hủy
Ảnh hưởng của tác nhân Fenton lên hiệu quả phân hủy
Ảnh hưởng của nhiệt độ, pH lên hiệu quả phân hủy
2.3.1.2. Thí nghiệm thử khả năng hấp thu và xử lý của các loài thực vật thủy sinh đối
với TNP và TNR
2.3.2. Phƣơng pháp phân tích nồng độ chất nghiên cứu
Phƣơng pháp trắc quang
Phƣơng pháp chuẩn độ Iot, chỉ thị hồ tinh bột .
Sử dụng thiết bị sắc ký lỏng hiệu năng cao (HPLC)
2.3.3. Phƣơng pháp nghiên cứu động học và xác định bậc phản ứng oxi hóa các hợp chất
nitrophenol bằng tác nhân Fenton
2.3.4. Xác định hiệu suất điện phân các hợp chất nitrophenol
Hiệu suất điện phân đƣợc tình theo cơng thức:
Trong đó:
Co Ct 100 %
Co
(2.3)
η : hiệu suất xử lý sau t phút (%);
Co : nồng độ ban đầu của NPs (mg/l);
Ct : nồng độ của NPs sau t phút điện phân (mg/l).
2.3.5. Xác định tốc độ xử lý TNP và TNR của các lồi thực vật
VXL
C0 Ct Vdd
mt
(mg/gsk/ngày)
(2.4)
Trong đó:
VXL : tốc độ xử lý, tính bằng mg/g sinh khối/ ngày;
C0 : nồng độ ban đầu chất cần xử lý (mg/l);
Ct : nồng độ của chất cần xử lý sau t ngày xử lý (mg/l);
m: khối lượng sinh khối cây trồng (gram) (có thể tính theo thân lá và rễ);
t: thời gian xử lý (ngày);
Vdd: thể tích dung dịch TNP và TNR sử dụng ban đầu.
2.3.6. Xác định hiệu suất xử lý TNP và TNR của các loài thực vật
H tv
C0 Ct 100
C0
%
(2.5)
Trong đó:
Htv: hiệu suất xử lý sau t ngày (%);
C0: nồng độ ban đầu chất cần xử lý (mg/l);
Ct: nồng độ của chất cần xử lý sau t ngày (mg/l).
Chƣơng 3 - KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN
3.1. KẾT QUẢ KHẢO SÁT CÁC ĐẶC TRƢNG SẮC KÝ LỎNG HIỆU NĂNG CAO CỦA
MNP, DNP, TNP VÀ TNR
3.1.1. Đặc trƣng sắc ký lỏng hiệu năng cao của MNP, DNP, TNP và TNR
Bảng 3.1. Một số đặc trƣng sắc ký của các hợp chất nitrophenol
tại các giá trị pH khác nhau
TÝn hiƯu
Nồng độ
tR
Chiều cao pic
STT
Hợp chất
pH
®o
(mg/l)
(phót)
(mAu)
(nm)
4,0
315
4,26
10,312
1
MNP
25
7,0
315
4,27
10,251
10,0
315
4,27
10,056
4,0
365
3,08
197,014
2
DNP
100
7,0
365
3,07
197,302
10,0
365
3,08
198,132
4,0
360
2,64
188,623
3
TNP
100
7,0
360
2,64
189,335
10,0
360
2,65
189,980
4,0
420
3,00
44,912
4
TNR
25
7,0
420
2,99
44,437
10,0
420
2,99
45,113
Nhận xét: Kết quả khảo sát các đặc trưng sắc ký lỏng hiệu năng cao (HPLC) của MNP,
DNP, TNP và TNR cho thấy đều không bị thay đổi (về thời gian lưu và chiều cao pic) khi pH
của môi trường thay đổi. Kết quả này cũng phù hợp với kết quả đã nghiên cứu khảo sát các đặc
trưng sắc ký lỏng hiệu năng cao (HPLC) của MNP, DNP, TNP, TNR của tác giả [32].
3.1.2. Xây dựng đƣờng chuẩn xác định MNP, DNP, TNP và TNR bằng phƣơng pháp
HPLC
Kết quả xây dựng đƣờng chuẩn HPLC định lƣợng các hợp chất nitrophenol, với các
điều kiện đo ứng với mỗi chất nhƣ sau:
- Đối với MNP:
y (16,561 0,141). x (15,220 1,035) , khoảng tuyến tình 0,5-250mg/l
- Đối với DNP:
y (20,040 0,147). x (5,427 0,622) , khoảng tuyến tình 0,5- 100mg/l
- Đối với TNP:
y (14,301 0,241). x (7,564 1,023) , khoảng tuyến tình 1,0-200mg/l
- Đối với TNR:
y (16,845 0,217). x (3,913 0,920) , khoảng tuyến tình 0,5-120 mg/l
Trong đó: y là diện tìch pic (đơn vị diện tìch)
x là nồng độ (mg/l).
3.2. KẾT QUẢ KHẢO SÁT KHẢ NĂNG PHÂN HỦY MNP, DNP, TNP VÀ TNR BẰNG
HỆ XÚC TÁC FENTON TRONG MÔI TRƢỜNG NƢỚC
Kết quả khảo sát cho thấy nồng độ của tất cả hợp chất nitrophenol khác nhƣ MNP, DNP
và TNR cũng đều giảm đáng kể theo thời gian sau khi bổ sung tác nhân Fenton vào dung
dịch, đặc biệt là với MNP và TNR. Tuy nhiên, mức độ suy giảm nồng độ các hợp chất NPs
phụ thuộc vào nhiều yếu tố nhƣ thời gian phản ứng, nồng độ Fe2+, H2O2, pH, nhiệt độ dung
dịch và bản chất các hợp chất NPs. Đã khảo sát và xác định đƣợc quy luật ảnh hƣởng của các
yếu tố trên tới tốc độ và hiệu suất phân hủy NPs bằng hệ tác nhân Fenton.
Kết quả khảo sát cho thấy hệ tác nhân Fenton thìch hợp cho mục đìch phân hủy các hợp
chất NPs có nồng độ H2O2 thƣờng lớn hơn khoảng 10 lần so với nồng độ Fe2+, thì dụ dung
dịch 3,5.10-4M Fe2++ 3,5.10-3M H2O2. Mức độ suy giảm nồng độ các hợp chất NPs phụ thuộc
vào bản chất (cấu tạo) của các hợp chất NPs (số lƣợng nhóm NO2 , -OH có trong phân tử, sự
có mặt của các nhóm thế khác,…). Số lƣợng nhóm NO2 càng lớn thí tốc độ và hiệu suất phân
hủy càng nhỏ. Thì dụ, trong mơi trƣờng pH = 3, đối với MNP (Bảng 3.2) hiệu suất phân hủy
đạt mức 100% sau 15 phút phản ứng; với 2,4,6-TNP: sau 45 phút (Bảng 3.2). Riêng với DNP
để đạt đƣợc hiệu suất phân hủy tƣơng tự thí phải cần đến thời gian là 60 phút (Bảng 3.2).
Sự tăng hiệu suất phân hủy TNR so với MNP, DNP và TNP có thể liên hệ với ảnh
hƣởng của sự có mặt nhóm OH- nhóm hoạt hóa thứ 2, trong phân tử TNR đã làm tăng khả
năng phân hủy nó bằng tác nhân Fenton. Kết quả khảo sát cho thâý mơi trƣờng có pH=3 là
thìch hợp nhất cho phản ứng phân hủy NPs bằng tác nhân Fenton. Khi tăng pH đến pH= 5,
hiệu suất phân hủy NPs có giảm nhƣng quy luật biến đổi đối với cả 4 hợp chất đã khảo sát
vẫn giống nhƣ trong môi trƣờng pH=3 (Bảng 3.2). Khi tăng nhiệt độ dung dịch từ 20 lên
50OC đã phát hiện đƣợc sự tăng đáng kể hiệu suất và tốc độ phân hủy NPs. Tuy nhiên phản
ứng Fenton chỉ có ý nghĩa thực tiễn khi thực hiện trong dung dịch có nhiệt độ nằm trong
khoảng 25-35 OC (nhiệt độ môi trƣờng nƣớc tự nhiên).
Bảng 3.2. Sự biến đổi hiệu suất phân hủy (H,%), tốc độ trung bình phân hủy (VTB,
mg/l/phút) của NPs bằng tác nhân Fenton trong dung dịch có pH=3 theo thời gian phản
ứng.
Thời
MNP
DNP
TNP
TNR
gian,
H,
V,
H,
V,
H,
V,
H,
V,
phút
%
mg/l/phút
%
mg/l/phút
%
mg/l/phút
%
mg/l/phút
0
15
30
45
60
0
100
0
11,93
0
95,1
98,9
99,4
100
0
10,3
5,4
3,6
3,6
0
95,7
99,7
100
0
6,70
6,53
4,37
0
100
0
11,84
Từ kết quả đƣợc dẫn trên Bảng 3.2 ta nhận thấy tốc độ trung bính phân hủy các hợp
chất NPs có trong dung dịch (pH=3 ) bằng tác nhân Fenton (tình tại thời điểm sau 15 phút
phản ứng) tăng dần theo dãy:
TNP (6,70 mg/l/phút) < DNP (10,3 mg/l/phút) < TNR (11,84 mg/l/phút) < MNP (11,93
mg/l/phút)
Bảng 3.3. Sự biến đổi hiệu suất phân hủy (H,%), tốc độ trung bình phân hủy (VTB,
mg/l/phút) của NPs bằng tác nhân Fenton trong dung dịch có pH=6.
Thời
MNP
DNP
TNP
TNR
gian,
H,
V,
H,
V,
H,
V,
H,
V
phút
%
mg/l/phút
%
mg/l/phút
%
mg/l/phút
%
mg/l/phút
0
0
0
0
0
0
0
0
0
15
39,4
0,40
3,1
0,3
4,40
0,57
3,0
0,46
30
6,01
0,22
8,42
0,54
5,3
0,40
45
60
8,65
0,23
16,35
0,53
12,9
0,49
Khi pH mơi trƣờng tăng lên đến pH=6 thí cả hiệu suất và tốc độ phân hủy các hợp
chất NPs bằng tác nhân Fenton đều giảm đáng kể: sau 60 phút hiệu suất phân hủy MNP chỉ
đạt 39,4 %, DNP : 8,65 %, TNP: 16,35%, còn TNR: 12,9 % (Bảng 3.3). Hiện tƣợng này là
có tình quy luật ví phản ứng Fenton dạng cổ điển (tức hệ Fenton chỉ gồm Fe2+ và H2O2)
thƣờng chỉ xảy ra thuận lợi và hiệu quả cao trong môi trƣờng axit yếu (pH 2- 4), cao nhất ở
pH khoảng 2,8-3,0; cịn ở mơi trƣờng pH>5 phản ứng khơng có hiệu quả. Khi pH>6 hiệu suất
phản ứng sụt giảm do sự chuyển hóa ion Fe2+ thành hydroxit sắt (III) dạng keo. Hydroxit sắt
(III) xúc tác phân hủy H2O2 thành oxy và nƣớc mà không tạo nên gốc *OH. Điều này chứng
tỏ khi sử dụng tác nhân Fenton để xử lý phân hủy các hợp chất NPs thí pH mơi trƣờng cần
đƣợc duy trí ở khoảng pH = (3 – 5), tối ƣu nhất là ở pH~ 3.
Từ kết quả khảo sát có thể nhận thấy Fenton là một trong các tác nhân oxi hóa nâng cao
có thể sử dụng hiệu quả cho mục đìch xử lý các mẫu nƣớc bị nhiễm các hợp chất NPs. Tuy
nhiên phƣơng pháp xử lý nƣớc bị nhiễm NPs bằng q trính Fenton có một hạn chế đáng kể
là khơng thể thực hiện hiệu quả ở điều kiện môi trƣờng có pH trung tình (pH 6-7). Do đó khi
áp dụng cho các mẫu nƣớc thực tế cần phải có cơng đoạn điều chỉnh pH trƣớc khi tiến hành
xử lý.
Để thử nghiệm khả năng sử dụng tác nhân Fenton để xử lý nƣớc bị nhiễm hỗn hợp các
hợp chất NPs; đã chuẩn bị dung dịch gồm bốn thành phần là:
4-NP (5.10-4M) +
-4
-4
-4
2,4-DNP (5.10 M) + 2,4,6-TNP (5.10 M) + 2,4,6-TNR (5.10 M), pH=3. Kết quả khảo sát
bằng phƣơng pháp HPLC cho thấy sau 15 đến 30 phút tình từ khi bổ sung tác nhân Fenton có
thành phần là 3,5.10-4M Fe(II) + 3,5.10-3M H2O2 thí tồn bộ lƣợng 4-NP, 2,4,6-TNP và 2,4,6TNR có trong dung dịch đều bị phân hủy hết (hiệu suất đạt 100 %). Riêng với 2,4-DNP thí
hiệu suất đạt đƣợc là 96,6 %. Để phân hủy hoàn toàn 2,4-DNP trong 30 phút cần tăng nồng
độ Fe(II) lên 5.10-4M. Nhƣ vậy có nghĩa là bằng tác nhân Fenton có thể xử lý không chỉ
nguồn nƣớc bị nhiễm riêng từng hợp chất NPs mà cịn có thể xử lý nguồn nƣớc bị nhiễm hỗn
hợp các hợp chất này với hiệu suất cao.
3.3. KẾT QUẢ KHẢO SÁT KHẢ NĂNG PHÂN HỦY MNP, DNP, TNP VÀ TNR BẰNG
PHƢƠNG PHÁP ĐIỆN PHÂN KHƠNG CĨ MÀNG NGĂN
Kết quả thử nghiệm cho thấy các hợp chất NPs cũng bị phân hủy nhanh trong quá trính
điện phân ở điều kiện khơng có màng ngăn (Bảng 3.4). Hiệu suất và tốc độ phân hủy điện
hóa của các hợp chất NPs cũng chịu ảnh hƣởng của nhiều yếu tố nhƣ mật độ dòng, pH, nhiệt
độ dung dịch, hàm lƣợng phụ gia NaCl, bản chất và nồng độ ban đầu của hợp chất NPs.
Tốc độ và hiệu suất phân hủy các hợp chất NPs đều tăng mạnh khi tăng mật độ dịng từ
0,5 A/dm2 lên 1,0 A/dm2 và ìt thay đổi sau khi đạt mức d=1,5 A/dm2 (Bảng 3.6). Sự tăng
nồng độ NaCl từ 0,5 đến 3 g/l hoặc tăng nhiệt độ dung dịch từ 20 đến 500 C cũng làm tăng tốc
độ và hiệu suất phân hủy của các hợp chất NPs. Tuy nhiên, điểm đáng lƣu ý nhất ở đây khi
cần so sánh về đặc điểm và tình ƣu việt giữa hai phƣơng pháp Fenton và điện hóa là sự ảnh
hƣởng của pH môi trƣờng và bản chất các hợp chất NPs tới hiệu suất và tốc độ phân hủy
chúng bằng tác nhân Fenton và điện hóa.
Kết quả khảo sát sự biến đổi tốc độ trung bính phân hủy các hợp chất NPs (VTB,
mg/l/phút) theo thời gian điện phân (ở điều kiện mơi trƣờng có pH=6, d= 0,5 A/dm2 , 3g/l
NaCl, tO =25 oC) đƣợc dẫn trong Bảng 3.4.
Bảng 3.4. Sự biến đổi hiệu suất phân hủy (H,%) và tốc độ trung bình phân hủy (VTB,
mg/l/phút) MNP, DNP, TNP, TNR trong quá trình điện phân trong dung dịch có pH=6,
d= 0,5 A/dm2 , 3g/l NaCl, tO =25 oC.
Thời
MNP
DNP
TNP
TNR
gian,
H,
V,
H,
V,
H,
V,
H,
V,
phút
%
mg/l/phút
%
mg/l/phút
%
mg/l/phút
%
mg/l/phút
0
0
0
0
0
0
0
0
0
15
36,31
2,82
50,93
4,88
34,94
3,65
82,59
10,22
30
58,78
2,27
94,66
4,54
68,82
3,60
99,39
6,15
45
80,19
2,06
98,07
3,13
85,49
2,98
100
4,15
60
94,89
1,83
99,91
2,39
90,23
2,36
Từ kết quả dẫn trong Bảng 3.4 ta nhận thấy tốc độ phân hủy các hợp chất NPs bằng
phƣơng pháp điện phân ở điều kiện mơi trƣờng có pH = 6, d = 0,5A/dm2 , t = 30oC (tình tại
thời điểm sau 15 phút phản ứng) đều thấp hơn so với tốc độ phân hủy các hợp chất này bằng
tác nhân Fenton ở điều kiện môi trƣờng pH = 3 và lớn hơn nhiều lần so với tốc độ phân hủy
các hợp chất này bằng tác nhân Fenton ở điều kiện môi trƣờng pH = 6 (Bảng 3.5).
Bảng 3.5 Sự biến đổi hiệu suất phân hủy (H,%), tốc độ trung bình phân hủy (VTB,
mg/l/phút) của MNP, DNP, TNP và TNR bằng tác nhân Fenton 3,5.10-4M Fe2++ 3,5.103
M H2O2) trong dung dịch có pH=6 . Nồng độ ban đầu NPs: 179 mg/l (NP), 163,03 mg/l
(DNP), 196,99 mg/l (TNP) và 177,6 mg/l (TNR)
Thời
MNP
DNP
TNP
TNR
gian,
H,
V,
H,
V,
H,
V,
H,
V
phút
%
mg/l/phút
%
mg/l/phút
%
mg/l/phút
%
mg/l/phút
0
0
0
0
0
0
0
0
0
15
39,4
0,40
3,1
0,3
4,40
0,57
3,0
0,46
30
6,01
0,22
8,42
0,54
5,3
0,40
45
60
8,65
0,23
16,35
0,53
12,9
0,49
Khi tăng mật độ dòng tốc độ phân hủy điện hóa của các hợp chất NPs đều tăng và khi
d=1,5 A/dm2 thí tốc độ phân hủy TNP và TNR đã đạt mức tƣơng đƣơng tốc độ phản ứng
Fenton, còn với MNP và DNP thí vẫn thấp hơn (Bảng 3.6).
Mật độ
dịng
A/dm2
0,5
1,0
1,5
Bảng 3.6. So sánh tốc độ phân hủy các hợp chất NPs
bằng tác nhân Fenton và điện hóa
MNP
DNP
TNP
TNR
Điện
Điện
Điện
Điện
Fenton
Fenton
Fenton
Fenton
hóa
hóa
hóa
hóa
(pH=3)
(pH=3)
(pH=3)
(pH=3)
(pH=6)
(pH=6)
(pH=6)
(pH=6)
2,82
11,93
4,88
10,3
3,65
6,70
10,22
11,84
3,32
6,15
8,74
8,87
4,96
6,75
11,7
12,16
Từ kết quả dẫn trong Bảng 3.6 ta nhận thấy ở điều kiện môi trƣờng pH=6 thí tốc độ
phân hủy điện hóa của các hợp chất NPs giảm dần theo dãy:
MNP < TNP < DNP < TNR
Nhƣ vậy là sự biến đổi tốc độ phân hủy điện hóa của các hợp chất NPs khơng tuân theo
quy luật giống nhƣ trƣờng hợp phân hủy bằng tác nhân Fenton. Nguyên nhân sự khác biệt
này có thể có liên quân đến sự khác nhau về bản chất các quá trính phân hủy NPs trong hai
trƣờng hợp sử dụng tác nhân điện hóa và Fenton. Trong trƣờng hợp điện phân các hợp chất
NPs bị chuyển hóa đồng thời bằng hai phản ứng: khử NPs trên catot để tạo thành các hợp
chất amin sau đó các hợp chất này bị oxi hóa tiếp trên anot. Trong khi đó, trong trƣờng hợp
sử dụng tác nhân Fenton thí phản ứng phân hủy NPs chình chỉ là phản ứng oxi hóa chúng
bằng gốc *OH.
Khác với trƣờng hợp phản ứng Fenton, sự thay đổi pH dung dịch (từ pH=3 đến pH=6)
đã không gây ảnh hƣởng đáng kể đến hiệu suất và tốc độ phân hủy các hợp chất NPs. Đây
chình là ƣu thế của phƣơng pháp điện hóa so với phƣơng pháp Fenton bởi bằng phƣơng pháp
điện hóa có thể xử lý đƣợc các mẫu nƣớc, nƣớc thải công nghiệp bị nhiễm các hợp chất
nitrophenol độc hại ngay ở điều kiện môi trƣờng thực tế mà khơng cần phải có sự điều chỉnh
bắt buộc để pH nằm trong giới hạn pH 3-5 nhƣ trong trƣờng hợp sử dụng tác nhân Fenton.
Tuy nhiên khi xét về tốc độ và hiệu suất phân hủy thí phƣơng pháp xử lý nƣớc bị nhiễm các
hợp chất NPs thí phƣơng pháp sử dụng tác nhân Fenton có tình hiệu quả cao hơn. Ví vậy,
phƣơng pháp sử dụng tác nhân Fenton là phƣơng pháp chúng tôi lựa chọn để xử lý nƣớc bị
nhiễm thuốc nổ nhóm nitrophenol kết hợp với sử dụng thực vật thủy sinh nhằm mang lại hiệu
quả xử lý cao hơn.
3.4. KẾT QUẢ KHẢO SÁT KHẢ NĂNG XỬ LÝ TNP VÀ TNR CỦA CÂY THỦY TRÚC
(CYPERUS ALTERNIFOLIUS)
Thủy trúc (Cyperus alternifolius linn) đƣợc lựa chọn cho thì nghiệm là loại cây thủy
sinh dễ trồng, phổ biến, sống quanh năm, có khả năng sống và phát triển tốt trong điều kiện
ngập nƣớc, có rễ chùm và có khả năng hút nƣớc cao, nguồn giống dồi dào, chi phì thấp.
3.4.1. Khảo sát sự biến đổi hàm lƣợng TNP và TNR theo thời gian của cây thủy trúc
Khảo sát đƣợc tiến hành với 8 thì nghiệm. Trong đó 4 thì nghiệm với TNP và 4 thì
nghiệm với TNR. Thì nghiệm mỗi chất nhƣ sau:
+ 2 bể trồng thủy trúc trong 4 kg đất, mỗi bể tƣơng ứng với hai khối lƣợng sinh khối
thủy trúc khác nhau và chứa 2 lìt dung dịch (ký hiệu mẫu TT1 và TT2). Hính thái cây phát
triển tốt, đƣờng kình thân cây trung bính trong khoảng 2,5-6mm. Dung dịch TNP và TNR thì
nghiệm có pH ban đầu là 6,3.
+ 1 bể chỉ có 4kg đất và 2 lìt dung dịch (ký hiệu mẫu ĐCĐ – Đối chứng đất).
+ 1 bể chỉ có 2 lìt dung dịch (ký hiệu mẫu ĐCN – Đối chứng nƣớc).
Kết quả nghiên cứu sự biến đổi hàm lƣợng TNP và TNR trong nƣớc chứa trong các
bể thử nghiệm khác nhau theo thời gian đƣợc trính bày trong các Bảng 3.7., Bảng 3.8 và các
Hình 3.1., 3.2. dƣới đây.
Bảng 3.7. Khả năng xử lý TNP trong các bể thử nghiệm theo thời gian
Đơn vị tính: mg/l
Ngày
TT-TNP1
TT-TNP2
ĐCĐ
ĐCN
0
60,14
59,72
59,96
60,05
1
45,16
48,76
53,27
60,05
2
33,82
41,45
46,82
60,05
3
25,64
35,19
39,95
60,05
4
18,37
28,95
34,44
60,04
5
11,21
20,02
29,63
60,04
6
5,26
13,68
24,35
60,05
7
0
5,17
18,88
60,05
Sự biến đổi hàm lượng TNP theo thời gian
Nồng độ TNP (mg/l)
70
60
50
TT-TNP1
40
TT-TNP2
30
ĐCĐ
20
ĐCN
10
0
0
2
4
6
8
Thời gian xử lý (ngày)
Hình 3.1. Sự biến đổi hàm lƣợng TNP theo thời gian trong các mẫu xử lý ở điều kiện
khác nhau
Ghi chú:
TT-TNP1: Thí nghiệm thủy trúc MSKTT = 550g, C0TNP=60,14mg/l
TT-TNP2: Thí nghiệm thủy trúc MSKTT = 300g, C0TNP=59,72mg/l
ĐCĐ: Thí nghiệm đối chứng đất MSKTT = 0g, C0TNP=59,96mg/l
ĐCN: Thí nghiệm đối chứng nước MSKTT = 0g, C0TNP=60,05mg/l
Kết quả trong Bảng 3.7. và Hình 3.1. cho ta thấy hàm lƣợng TNP trong bể ĐCN
khơng có sự thay đổi sau thời gian thử nghiệm là 07 ngày. Nhƣ vậy, có thể nói khơng nhận
thấy tác động của ánh sáng, nhiệt độ và vi sinh vật,… trong nƣớc trong việc loại bỏ TNP
trong môi trƣờng nƣớc. Sự suy giảm đáng kể hàm lƣợng TNP theo thời gian chỉ nhận thấy
đối với bể đối chứng đất (ĐCĐ) và 2 bể trồng thuỷ trúc (TT-TNP1 và TT-TNP2). Sau 7 ngày
thử nghiệm, hàm lƣợng TNP trong bể ĐCĐ bị giảm gần 3 lần so với hàm lƣợng ban đầu.
Nguyên nhân sự giảm đáng kể hàm lƣợng TNP trong mẫu ĐCĐ có thể là do đất có khả năng
hấp phụ các hợp chất phenol. Đối với 2 bể TT-TNP1 và TT-TNP2 kết hợp cả đất và trồng
thủy trúc nên kết quả xử lý tốt hơn rất nhiều. Với bể TT-TNP1, sau 7 ngày thì nghiệm đã xử
lý triệt để TNP trong nƣớc, còn bể TT-TNP2, sau 7 ngày hàm lƣợng TNP trong nƣớc chỉ còn
lại là 5,17 mg/l (giảm 11,55 lần so với hàm lƣợng TNP ban đầu).
Bảng 3.8. Khả năng xử lý TNR trong các bể thử nghiệm theo thời gian
Đơn vị tính: mg/l
Ngày
TT-TNR1
TT-TNR2
ĐCĐ
ĐCN
0
60,09
60,0
60,03
60,07
1
48,76
51,85
56,38
60,07
2
39,57
44,98
53,14
60,07
3
31,87
39,24
50,68
60,06
4
26,15
36,08
47,61
60,05
5
20,09
32,22
45,02
60,07
6
14,74
29,53
42,47
60,07
7
9,34
26,13
39,10
60,06
8
5,66
22,02
37,84
60,06
9
2,17
19,41
35,37
60,07
10
0,26
16,73
33,67
60,07
11
0
14,39
30,75
60,07
Sự biến đổi hàm lượng TNR theo thời gian
Nồng độ TNR (mg/l)
70
60
50
TT-TNR1
40
TT-TNR2
30
ĐCĐ
20
ĐCN
10
0
0
2
4
6
8
10
12
Thời gian xử lý (ngày)
Hình 3.11. Sự biến đổi hàm lƣợng TNR theo thời gian trong các mẫu xử lý ở điều kiện
khác nhau
Ghi chú:
TT-TNR1: Thí nghiệm thủy trúc MSKTT = 550g, C0TNR=60,09mg/l
TT-TNR2: Thí nghiệm thủy trúc MSKTT = 300g, C0TNR =60,0mg/l
ĐCĐ: Thí nghiệm đối chứng đất MSKTT = 0g, C0TNR =60,03mg/l
ĐCN: Thí nghiệm đối chứng nước MSKTT = 0g, C0TNR =60,07mg/l
Qua kết quả khảo sát sự biến đổi theo thời gian của TNP và TNR của thủy trúc có thể
nhận thấy rõ đƣợc hiệu quả xử lý của thủy trúc đối với từng chất khác nhau. So sánh giữa
TNP và TNR, có thể nhận ra khả năng xử lý TNP của thủy trúc tốt hơn với TNR. Cùng với
hàm lƣợng ban đầu gần nhƣ nhau, sinh khối thủy trúc tƣơng tự nhau, TNP chỉ cần 7 ngày là
xử lý đƣợc hoàn toàn trong khi TNR cần 11 ngày để xử lý đƣợc hồn tồn. Điều này có thể
đƣợc giải thìch do TNR có khối lƣợng phân tử lớn hơn TNP (245,1đvC so với 229,1đvC) và
cấu trúc phân tử cồng kềnh hơn nên khả năng TNR bị hấp thu vào cơ thể của thực vật kém
hơn so với TNP.
Kết quả thì nghiệm đã cho thấy hiệu quả xử lý các hợp chất nitrophenol này có phụ
thuộc vào sinh khối của thuỷ trúc, tuy nhiên khơng có sự khác biệt rõ trong hiệu quả xử lý khi
đã lựa chọn 2 thì nghiệm trồng thủy trúc với sinh khối thủy trúc gần gấp đôi nhau.
Căn cứ vào sinh khối thủy trúc ta tình đƣợc tốc độ hấp thu các hợp chất nitrophenol
của thủy trúc. Khả năng hấp thu các hợp chất nitrophenol của gốc và rễ lớn hơn so với thân
và lá, nhƣ vậy gốc và rễ là bộ phận hấp thu chủ yếu các hợp chất nitrophenol.
So sánh tốc độ hấp thu của thủy trúc với 2 chất TNP và TNR có thể thấy, tốc độ hấp
thu TNP > TNR. Kết quả khi so sánh tốc độ hấp thu của thủy trúc phù hợp với kết quả khi so
sánh hiệu suất xử lý của 2 chất TNP và TNR.
Qua các kết quả phân tích ở trên có thể rút ra một số kết luận sau:
- Thủy trúc có khả năng xử lý đƣợc TNP và TNR trong nƣớc.
- Tốc độ xử lý của thủy trúc đối với TNP > TNR.
- Tốc độ hấp thu các chất ô nhiễm của gốc và rễ lớn hơn so với thân và lá.
3.4.2. Động học quá trình hấp thu TNP và TNR của thủy trúc
3.4.2.1. Động học quá trình hấp thu TNP của thủy trúc
Qua kết quả tình tốn sơ bộ cho thấy đƣờng cong động học quá trính xử lý TNP tuân
theo phản ứng bậc 1.
Phƣơng trính hấp thu TNP của thủy trúc là:
CTNP = C0e-0,3164
(3.1)
3.4.2.2. Động học quá trình hấp thu TNR của thủy trúc
Tƣơng tự nhƣ tình tốn phƣơng trính động học quá trính hấp thu TNP của thủy trúc
cũng cho thấy đƣờng cong động học quá trính xử lý TNR cũng tuân theo phản ứng bậc 1.
Phƣơng trính hấp thu TNR của thủy trúc là:
CTNR = C0e-0,2765
(3.2)
3.4.3. Khảo sát khả năng xử lý đồng thời TNP và TNR của thủy trúc
- Khi có mặt cả 2 chất trong cùng một bể, thủy trúc vẫn xử lý đƣợc toàn bộ các chất
kể cả bể thủy trúc có sinh khối lớn và bể thủy trúc có sinh khối bé, tuy nhiên tốc độ xử lý
chậm hơn khi xử lý riêng rẽ từng chất một, nguyên nhân là do khi kết hợp cả 2 chất độc tình
sẽ cao hơn khi để riêng rẽ từng chất một, điều này sẽ ảnh hƣởng đến khả năng hấp thu của
thủy trúc.
Thủy trúc là loài thực vật thủy sinh có khả năng hấp thu và chuyển hố tốt
TNP và TNR. Có thể sử dụng loại cây này trong các cơng trính xử lý nƣớc thải chứa TNP và
TNR.
3.5. KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU KHẢ NĂNG KẾT HỢP PHƢƠNG PHÁP SỬ DỤNG CÁC
TÁC NHÂN HÓA HỌC, XÚC TÁC VÀ THỰC VẬT THỦY SINH (THỦY TRÚC)
TRONG XỬ LÝ NƢỚC THẢI NHIỄM CÁC HỢP CHẤT NITROPHENOL
Các kết quả thực nghiệm ở trên đã cho thấy bằng tác nhân Fenton, điện phân và sử
dụng cây thuỷ trúc có thể xử lý đƣợc nguồn nƣớc bị ô nhiễm các hợp chất nitrophenol (NPs).
Ngay cả khi hàm lƣợng các hợp chất nitrophenol ban đầu nhiễm trong nƣớc tƣơng đối lớn thí
hiệu suất xử lý chúng bằng tác nhân Fenton hoặc điện hóa cũng đã mang lại hiệu suất xử lý
cao.
Phƣơng pháp điện hóa có ƣu thế hơn so với phƣơng pháp Fenton là có thể xử lý đƣợc
các mẫu nƣớc, nƣớc thải công nghiệp bị nhiễm các hợp chất nitrophenol độc hại ngay ở điều
kiện môi trƣờng thực tế mà không cần phải có sự điều chỉnh bắt buộc để pH nằm trong giới
hạn pH 3-5 nhƣ trong trƣờng hợp sử dụng tác nhân Fenton. Tuy nhiên khi xét về tốc độ và
hiệu suất phân hủy các hợp chất NPs nhiễm trong nƣớc thí phƣơng pháp sử dụng tác nhân
Fenton có tình hiệu quả cao hơn. Mặt khác, quá trính điện phân cịn phát sinh lƣợng khì thải
chứa clo tƣơng đối lớn có thể gây tác động xấu đến sức khỏe ngƣời lao động. Ví vậy, phƣơng
pháp sử dụng tác nhân Fenton hoặc phƣơng pháp sử dụng tác nhân Fenton kết hợp với sử
dụng thực vật thủy sinh là những phƣơng pháp thìch hợp cho mục tiêu khử độc cho môi
trƣờng nƣớc bị nhiễm thuốc nổ nhóm nitrophenol.
Hàm lƣợng các chất ơ nhiễm MNP, DNP,TNP và TNR trong nƣớc thải ở các nhà máy
sản xuất thuốc phóng, thuốc nổ thƣờng ở mức từ 60 - 120mg/l. Với hàm lƣợng các chất ô
nhiễm nhƣ trên, nếu chỉ sử dụng tác nhân Fenton độc lập để xử lý các hợp chất nitrophenol
mặc dù đạt hiệu suất phân hủy lớn và thời gian xử lý ngắn song hàm lƣợng H2O2, Fe(II),
kiềm, axit,… sẽ bị tiêu hao tƣơng đối lớn do đó chi phì xử lý cao. Nếu chỉ sử dụng bằng cây
thủy trúc thí mặc dù chi phì xử lý thấp song có những hạn chế là cần phải có thời gian dài cho
cây thủy trúc xử lý hay là cần phải diện tìch mặt bằng lớn, hàm lƣợng các chất ô nhiễm ban
đầu không quá cao và phải có kỹ thuật tạo sinh khối (kỹ thuật ni trồng, chăm sóc và nhân
giống cây).
Chình ví vậy, để khắc phục những hạn chế nêu trên có thể kết hợp cả hai biện pháp:
sử dụng tác nhân Fenton và thực vật thủy sinh để xử lý nƣớc thải bị ơ nhiễm các hợp chất
nitrophenol.
Mơ hính sử dụng kết hợp các biện pháp trên đƣợc thể hiện trên Hình 3.13. dƣới đây.
Nguyên lý công nghệ xử lý nước thải nhiễm các hợp chất nitrophenol (TNP, TNR)
như sau: Nƣớc thải từ các phân xƣởng sản xuất thuốc phóng, thuốc nổ có chứa các thành
phần ơ nhiễm nitrophenol (TNP, TNR) đƣợc qua hệ thống lọc cơ học (nhằm tách các loại rác
và các cặn vơ cơ, hữu cơ), sau đó tập trung tại bể thu gom – điều hòa. Tại đây, nƣớc thải
đƣợc điều chỉnh lƣu lƣợng và thành phần, hàm lƣợng các chất trong nƣớc. Nƣớc thải tiếp tục
đi vào bể phản ứng Hệ Fenton. Tại đây các hóa chất (kiềm, axit,…) đƣợc cấp vào để điều
chỉnh pH ở môi trƣờng axit (đƣa pH = 3-4). Sau khi điều chỉnh đƣợc pH môi trƣờng dung
dịch, tiếp tục cho muối Fe(II) và H2O2 vào dung dịch với hàm lƣợng thìch hợp để các phản
ứng Fenton xảy ra tốt nhất. Sau khi qua bể phản ứng Fenton, nƣớc thải đi vào bể lắng – lọc,
tại đây hóa chất (kiềm, axit) đƣợc cấp vào để trung hịa nƣớc thải, pH mơi trƣờng (6 – 7), để
đƣa Fe(II) về dạng Fe(III) hidroxit, kết tủa, sau đó loại bỏ chúng ra khỏi nƣớc thải. Nếu nhƣ
nồng độ các chất NPs trong nƣớc thải sau khi qua bể lắng – lọc thấp thí sẽ đƣợc thải ra mơi
trƣờng, cịn nếu nhƣ nồng độ các chất NPs trong nƣớc thải sau khi qua bể lắng – lọc cao thí
nƣớc thải tiếp tục đƣợc xử lý bằng hệ thống bể trồng thủy trúc, sau cùng là đƣợc thải ra môi
trƣờng.
- Tách rác
- Loại cặn bẩn
N-ớc thải chứa
TNP, TNR
Hệ thống xử lý
cơ học
Bể thu gom điều hòa
Dung dịch kiềm, axit,
điều chØnh pH = 3 - 4
Fe2+
- Điều chỉnh pH (pH = 6-7) bằng
dung dịch kiềm, axit
- Lọc bỏ kết tủa
BÓ phản ứng hệ
Fenton
Bể lắng - lọc
H2O2
Hệ thống
bể trồng
thủy trúc
Khi hàm l-ợng
NPs thấp
Thải ra môi
tr-ờng
Thải ra môi
tr-ờng
Hỡnh 3.13. S quy trình xử lý nước thải ơ nhiễm TNP, TNR bằng tác nhân
Fenton kết hợp với sử dụng thực vật thủy sinh
KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ
1. KẾT LUẬN
Qua các kết quả thì nghiệm về khả năng phân hủy các hợp chất nitrophenol (MNP,
DNP, TNP và TNR) bằng tác nhân Fenton và phƣơng pháp điện phân cũng nhƣ thử nghiệm
khả năng xử lý hai hợp chất độc hại TNP và TNR bằng thủy trúc, tôi xin đƣa ra một số kết
luận sau:
1. Sử dụng tác nhân Fenton có khả năng phân hủy rất nhanh các hợp chất nitrophenol
cũng nhƣ hỗn hợp các hợp chất này trong môi trƣờng nƣớc. Khả năng phân hủy của tác nhân
Fenton đối với các hợp chất nitrophenol theo thứ tự giảm dần nhƣ sau MNP > TNR > TNP >
DNP.
2. Đã khảo sát ảnh hƣởng của các yếu tố nhƣ nồng độ H2O2, Fe(II) ban đầu, nhiệt độ,
pH, thời gian và nồng độ các chất NPs ban đầu đến khả năng phân hủy các chất NPs bằng tác
nhân Fenton và cho thấy môi trƣờng pH tối ƣu của dung dịch là pH = 3-5, nồng độ H2O2 lớn
hơn khoảng 10 lần so với nồng độ Fe(II), thì dụ dung dịch 3,5.10-4M Fe(II) + 3,5.10-3M
H2O2, khoảng nhiệt độ dung dịch nƣớc xử lý là 200C - 500C.
3. Khả năng phân hủy các NPs bằng phƣơng pháp điện phân theo thứ tự tăng dần nhƣ
sau: MNP < TNP < DNP < TNR.
4. Phân hủy các NPs bằng phƣơng pháp điện phân khơng có màng ngăn cũng đƣợc
khảo sát với cách thức giống nhƣ sử dụng bằng tác nhân Fenton và cho kết quả tƣơng tự. Kết
quả nghiên cứu cho thấy, mặc dù ở pH =3 tốc độ phân hủy các NPs bằng điện phân thấp hơn
Fenton, nhƣng ở pH = 6 thí tốc độ phân hủy các NPs lại lớn hơn Fenton nhiều lần và đều đạt
hiệu suất rất cao, H > 90%.
5. Khảo sát khả năng xử lý TNP và TNR bằng thủy trúc đƣợc thực hiện trong PTN có
mẫu đối chứng, cho thấy thủy trúc có khả năng xử lý tốt nƣớc bị nhiễm TNP, TNR. Tốc độ
xử lý TNP, TNR của thuỷ trúc: TNP > TNR. Tốc độ hấp thu các chất TNP và TNR của gốc
và rễ lớn hơn so với thân và lá. Nhƣ vậy, gốc và rễ là bộ phận hấp thu chủ yếu các chất
nghiên cứu.
6. Đã đề xuất quy trính xử lý nƣớc thải ô nhiễm TNP và TNR bằng sự kết hợp giữa phƣơng
pháp sử dụng tác nhân Fenton và sử dụng cây thủy trúc.
2. KIẾN NGHỊ
Luận văn cần nghiên cứu khả năng phân hủy hỗn hợp các chất NPs trong nƣớc thải
bằng phƣơng pháp điện phân. Bên cạnh đó cần nghiên cứu đƣợc cơ chế hấp thu cũng nhƣ
chuyển hố TNP và TNR trong cơ thể các lồi thực vật đã sử dụng để tím ra đƣợc bản chất
của q trính chuyển hố. Ngồi ra, luận văn cần nghiên cứu đƣợc sinh khối thực vật thu
hoạch đƣợc có chứa những hợp chất độc hại đối với con ngƣời và mơi trƣờng hay khơng? Ví
điều kiện thời gian có hạn nên trong phạm vi luận văn khơng có điều kiện nghiên cứu đƣợc
tất cả các vấn đề và sẽ có sai xót, ví vậy cần có những ý kiến đóng góp để luận văn hồn
chỉnh hơn nữa.
References
Tiếng Việt
1. Lê Văn Cát (2002), Hấp phụ và trao đổi ion trong kỹ thuật xử lý nước và nước thải, NXB
Thống kê, Hà Nội.
2. Lê Văn Cát (2000), Cơ sở hoá học và kỹ thuật xử lý nước, Trung tâm Khoa học tự nhiên
và Công nghệ Quốc gia.
3. Nguyễn Văn Chất (2004), Nghiên cứu khả năng phân huỷ TNT bằng bức xạ tia UV, Luận
văn thạc sĩ, Học viện KTQS.
4. Nguyễn Đính Hƣng (2008), Nghiên cứu khả năng xử lý nước thải chứa octogen và
hecxogen bằng phương pháp hấp phụ trên than hoạt tính kết hợp với sử dụng thực
vật bậc cao, Luận văn Thạc sĩ Môi trƣờng, Trƣờng Đại học KHTN-ĐHQGHN.
5. Đỗ Ngọc Khuê (2005), Ứng dụng các giải pháp công nghệ sinh học (sử dụng thực vật bậc
cao và các chế phẩm vi sinh) để cải tạo và phục hồi các vùng đất bị nhiễm thuốc nổ,
thuốc phóng, Báo cáo kết quả nhiệm vụ cấp Bộ Quốc phòng, Trung tâm khoa học kỹ
thuật và công nghệ quân sự.
6. Đỗ Ngọc Khuê, Nguyễn Văn Đạt (2002), Các phương pháp phân tích hố lý, NXB Quân
đội nhân dân.
7. Đỗ Ngọc Khuê và cộng sự (2005), Nghiên cứu CNSH xử lý các chất thải quốc phịng
đặc chủng và sự ơ nhiễm vi sinh vật độc hại, Báo cáo tổng kết đề tài cấp Nhà nƣớc,
mã số KC.04.10, Bộ KH-CN.
8. Đỗ Ngọc Khuê (2007), Ứng dụng công nghệ phytoremediation đồng bộ để khử độc và
phục hồi sinh học cho vùng đất bị nhiễm hoá chất độc hại, Báo cáo tổng kết đề tài
cấp Bộ Quốc phòng.
9. Đỗ Ngọc Khuê và cộng sự (2007), “Nghiên cứu khả năng khử độc cho nƣớc thải bị
nhiễm thuốc nổ TNT bằng cây thuỷ trúc (Cyperus alternifolius linn)”, Tạp chí khoa
học và cơng nghệ, tập 45, (03).
10. Đỗ Ngọc Khuê, Tô Văn Thiệp, Nguyễn Văn Hồng, Đỗ Bính Minh, “Nghiên cứu đặc
điểm đƣờng đẳng nhiệt hấp phụ Nitroglyxerin từ pha lỏng bằng một số loại than hoạt
tình”, Tạp chí Hóa học, Tập 45 (5/2007), tr 619-623.
11. Đỗ Ngọc Khuê (Chủ biên), Phạm Sơn Dƣơng, Cấn Anh Tuấn, Tơ Văn Thiệp, Đỗ Bính
Minh. Cơng nghệ xử lý các chất thải nguy hại phát sinh từ hoạt động quân sự. NXB
QĐND, Hà Nội 1-2010.
12. Đỗ Ngọc Khuê, Nguyễn Văn Đạt, Đỗ Bính Minh, Nguyễn Quang Toại (2004). Nghiên
cứu cơ sở khoa học của việc ứng dụng phƣơng pháp điện phân để xử lý nƣớc thải
công nghiệp thuốc phóng thuốc nổ. Tuyển tập báo cáo Hội nghị KH về Môi trƣờng
lần I, Trung tâm KHKT-CNQS, Hà Nội, 2004, tr. 177-182.
13. Đỗ Ngọc Khuê, Nguyễn Văn Đạt, Đỗ Bính Minh, Nguyễn Quang Toại (2004). Nghiên
cứu ảnh hƣởng của bản chất điện cực tới quá trính phân hủy điện hóa một số hợp chất
nitro thơm và ứng dụng trong xử lý nƣớc thải cơng nghiệp quốc phịng. Tuyển tập
báo cáo Hội nghị KH về Môi trƣờng lần I, Trung tâm KHKT-CNQS, Hà Nội, 2004,
tr. 203-206.
14. Đỗ Ngọc Khuê, Thế Gia Trang, Tơ Văn Thiệp, Đỗ Bính Minh, Nguyễn Văn Hoàng,
Nguyễn Văn Chất, Nguyễn Ngọc Phong: Ứng dụng các phương pháp trắc quang và sắc
ký lỏng hiệu năng cao để nghiên cứu q trình phân huỷ điện hố một số hợp chất có
tính nổ. Tạp chì Phân tìch hố, lý và sinh học T.14 tr.3-7, Hà Nội (2-2009).
15. Vũ Thị Hoàng Mai (2009), Nghiên cứu khả năng xử lý nước thải chứa một số hợp chất
nitro vòng thơm bằng phương pháp hấp phụ trên than hoạt tính kết hợp với sử dụng
thực vật thủy sinh, Luận văn Thạc sĩ Môi trƣờng, Trƣờng Đại học KHTN-ĐHQGHN.
16. Đỗ Bính Minh (2008), Nghiên cứu giải pháp công nghệ tổng hợp xử lý nguồn nước bị
nhiễm một số hợp chất phenol, Luận văn Thạc sĩ Hóa học, Học viện KTQS.
17. Đỗ Bính Minh, Đỗ Ngọc Khuê, Phạm Thanh Dũng (2012). Nghiên cứu khả năng phân hủy
các hợp chất nitrophenol độc hại nhiễm trong nƣớc bằng các q trính Fenton và điện hóa.
Tuyển tập báo cáo Hội nghị KH lần thứ VII của ĐHKHTN, ĐHQGHN, 10/2012
18. Đỗ Bính Minh, Vũ Quang Bách, Đỗ Ngọc Khuê, Trần Văn Chung, Tơ Văn Thiệp, Nguyễn
Văn Hồng (2010), “Nghiên cứu khả năng sử dụng một số loại thực vật thủy sinh để xử
lý nƣớc thải nhiễm thuốc nổ Trinitrophenol (Axit Picric)”, Tạp chí Nghiên cứu KH&CN
Quân sự, số đặc biệt – HNKHCNMT, 09, tr 7-13.
19. Đỗ Bính Minh, Vũ Quang Bách, Đỗ Ngọc Khuê, Trần Văn Chung (2010), “Nghiên cứu
đặc điểm q trính phân hủy điện hóa Trinitrophenol trong hệ điện phân sử dụng điện
cực trơ trên nền hỗn hợp các oxit kim loại”. Tạp chì Phân tìch Hố, lý và sinh học,
T.15, 4/2010, tr.198-204 (2010).
20. Trần Văn Nhân và Ngơ Thị Nga (2002), Giáo trình Cơng nghệ xử lý nước thải, NXB
Khoa học và kỹ thuật.
21. Lƣơng Đức Phẩm (2003), Công nghệ xử lý nước thải bằng biện pháp sinh học, NXB
Giáo dục, Hà Nội.
22. Nguyễn Hùng Phong và cộng sự (2004), “Thiết kế, chế tạo và đƣa vào sử dụng thực tế hệ
thống thiết bị tái sinh than hoạt tình dùng xử lý nƣớc thải chứa TNT tại một số cơ sở sản
xuất quốc phòng”, Hội nghị khoa học về môi trường lần thứ nhất, tuyển tập các báo cáo
khoa học, Trung tâm khoa học kỹ thuật và cơng nghệ qn sự, Bộ Quốc phịng, tr. 396400.
23. Nguyễn Ngọc Phong và cộng sự (2008). Chế tạo điện cực anot trơ có độ bền cao đẻ xử lý
nƣớc thải cơng nghiệp bằng phƣơng pháp điện hóa. Đề tài cấp nhà nƣớc KC.02.04/062008, Bộ KHCN.
24. Nguyễn Ngọc Phong, Phan Lƣơng Cầm, Đỗ Chì Linh (2003). Oxi hóa điện hóa phenol
trên anot trơ oxit cho xử lý nƣớc thải. Báo cáo tóm tắt Hội nghị Hóa học tồn quốc lần
thứ 4. tr.227, Hà Nội. 10/2003.
25. Trịnh Khắc Sáu và cộng sự (2004), “Hiệu quả hấp phụ PCDD/PCDF của một số than hoạt
tình sản xuất từ nguồn nguyên liệu trong nƣớc”, Hội nghị khoa học về môi trường lần
thứ nhất, tuyển tập các báo cáo khoa học, Trung tâm khoa học kỹ thuật và cơng nghệ
qn sự, Bộ Quốc phịng, tr. 458-461.
26. Đinh Ngọc Tấn, Đỗ Ngọc Khuê và Tô Văn Thiệp (2004), “Nghiên cứu công nghệ xử lý
nƣớc thải chứa TNT và crôm ở một số cơ sở sản xuất quốc phịng”, Hội nghị khoa học
về mơi trường lần thứ nhất, tuyển tập các báo cáo khoa học, Trung tâm khoa học kỹ
thuật và công nghệ quân sự, Bộ Quốc phòng, tr. 167-172.
27. Trịnh Thị Thanh, Trần Yêm, Đồng Kim Loan (2003), Giáo trình cơng nghệ mơi trường,
NXB Đại học Quốc gia Hà Nội.
28. Lê Thị Thoa (2000), Nghiên cứu sử dụng ozon để phân hủy styphnic axit, Luận văn thạc
sĩ kỹ thuật, Học viện KTQS.
29. Phạm Mạnh Thảo (2007), Nghiên cứu các giải pháp cơng nghệ hóa học, sinh học để xử lý
các chất thải rắn bị nhiễm thuốc nổ, thuốc phóng, Báo cáo kết quả đề tài nghiên cứu
khoa học cấp Học viện, Học viện KTQS, 12/2007.
30. Lê Trọng Thiếp (2002), Hóa học và độ bền của vật liệu nổ, Giáo trính cao học, NXB
Quân đội nhân dân, Hà Nội.
31. Tô Văn Thiệp (2004), Nghiên cứu khả năng sử dụng hợp chất Hypoclorit trong xử lý
nước thải chứa một số thành phần thuốc phóng, thuốc nổ, Luận văn thạc sỹ kỹ thuật
chuyên ngành công nghệ các chất vô cơ, Học viện KTQS, Hà Nội.
32. Tô Văn Thiệp (2011). Nghiên cứu đặc điểm quá trính hấp phụ trên than hoạt tình từ pha
lỏng của một số dẫn xuất nitro của phenol và toluen là thành phần của vật liệu nổ. Luận
án Tiến sĩ hóa học, Viện KH-CNQS, 2011.
33. Nguyễn Quang Toại (2005), Nghiên cứu quá trình phân hủy 2,4,6-trinitrotoluen, 2,4dinitrotuluen, 2,4,6-trinitrorezocxin bằng phương pháp điện hóa và ứng dụng trong xử
lý nước thải công nghiệp, Luận án tiến sĩ hóa học, Trung tâm KHKT & CNQS.
34. Nguyễn Quang Toại, Đỗ Ngọc Khuê, Nguyễn Văn Đạt, Đỗ Bính Minh , Lê Thị Thoa, Tô
Văn Thiệp (2001). Nghiên cứu đặc điểm quá trính điện phân styphnic axit bằng phƣơng
pháp sắc ký lỏng cao áp, Tạp chì phân tìch hóa, lý và sinh học, Tập 6, số 2, tr. 27-30.
35. Nguyễn Quang Toại, Lê Thị Thoa, Đỗ Ngọc Khuê, Nguyễn Văn Đạt, Đỗ Bính Minh
(2001), “Ứng dụng kỹ thuật ozơn phân để xử lý một số hợp chất nitro thơm độc hại với
môi trƣờng”, Tuyển tập báo cáo Hội nghị khoa học lần thứ 13, tập 5, Học viện KTQS,
10/2001, tr 53-57.
36. Thế Gia Trang (2008), Nghiên cứu đặc điểm quá trình phân hủy một số hợp chất nitro
thơm trong hệ điện phân sử dụng anốt trơ là oxít kim loại quý hiếm, Luận văn Thạc sĩ
Hóa học, Học viện KTQS.
37. Trần Mạnh Trì, Trần Mạnh Trung. Các q trính oxi hóa nâng cao trong xử lý nƣớc thải.
Cơ sở khoa học và ứng dụng. NXB KH-KT (2005).
Tiếng Anh
38. Allen, S.J., Whitten, L., and Mckay, G. (1998), “The production and charactezition of
activated cacbons”, a review. Dev. Chem. Eng. Mineral Process 6 (5), pp. 231-261.
39. Anderson, S. W.; Yerraguntla, K. M., (2002), “Remedial alternatives for agricultural
contamination”, Proceedings - Application of Waste Remediation Technologies to
Agricultural Contamination of Water Resources Conference, 1, pp. 28 -45.
40. Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR) (1995), Toxicological
Profile for Dinitrophenols, Public Health Service, U.S. Department of Health and
Human Services, Atlanta, GA.
41. A.I.Tomylov, X.G.Mairanovxkiy, M.Ia. Phioshin, V.A.Xmirnov (1968). Electrokhimiia
organitrexkix xoedinhenhiy. Khimiia. Leningradxkoe otdelenhie.
42. Arani Chandra (2007). Iron - TALM - Activators of Peroxide - A - Green Catalytic
Oxidation system: Environmental, Applications, Kinetic and Mechanistie Studies.
Dissertations and Theses, 3-2007, Proquest.
43. Arun Sethi (2006), Systematic Laboratory Experiments In Organic Chemistry, New age
international publishers. P781.
44. ATSDR (Agency for Toxic substances ad Disease Registry), Toxicological profile for
NPs. Department of Healthy and Human Services, Atlanta, U.S., (1992).
45. Dinesh Mohan et al (2005), “Competitive adsorption of several organics and heavy
metals on actived carbon in water”, Pradesh, In dia, pp. 107-120.
46. Frank Cheng, Tina Noradoun (2005), Kinetics of EDTA degradation induced by dioxygen
activation in the Fe(0)/air/water (ZEA) system. University of Idaho, Chemistry
Department, Moscow, ID 83843-2343.
47. Gallard,H., Deelat, P.,Braun,R. Influence du pH sur la vitesse deoxydation d composes
organiques par Fe(II)/H2O2. Mechanisme reactionels et modelisation, New J. Chem,
263.
48. Kochany , J and Lugowski, A Application of Fentons reagent and actived carbon for
removal of nitrification inhibitor. Environmental Technology, 19,4, 425-429 (1998)
49. Kremer (1999), Mechanism of the Fenton reaction. Evidence for a new intermediate,
Phys. Chem. Chem.Phys. 1, 3595-3605
50. Kyung Duk Zoh, Michael K. Stenstrom,(2002). Fenton oxidation of hexahydro-1,3,5trinitro-1,3,5-triazine (RDX) end octahydro-1,3,5,7-tetranitro-1,3,5,7-tetrazocine
(HMX),Water Research, Vol.36,pp 1331-1341
51. Lemi Turker (2004). PM3 treatment of lead styphnate and its mono ionic forms. Joumal
of Molecular Structure (Theochem) 681, p. 143-147.
52. Lin, sheng H., Shyu, Ching T., Sun, Mei C. (1998). Saline wastewater treatment by
electrochemical method. Water Res. 32 (4), 1059 - 1066
53. Meijeir R.I. (1993). Degradation of pecticides by Ozonation and advanced oxidation.
Water Supply., Vol.11, p.309 – 320.
54. M. Arienzo, J. Chiarenzelli (2001), "Iron-mediated reactions of polychlorinated biphenyl
in electrochemical peroxidation process (ECP)", Chemosphere, (44), p.1339 - 1346.
55. National Research Council (1982), Drinking Water and Health, Volume 4, National
Academy Press, Washington, DC. 13.
56. Office of Research and Development (1988), Office of Health and Environmental
Assessment, Cincinnati, OH. P2- 12. 14.
57. Oturan, Mehmet, A., Qturan, J - J. Nihal, and Pinson, J (1999). Degradation of
chlorophenoxyacid herbicides in aqueous media using a novel electrochemical method.
Pesticide Sci. 55 (5), 558- 562
58. Schwarzer, Hans (1998). Oxidative Abwasser Reinigung mit Wasserstoffperoxid, Wasser
Abwasser, 129,H.7, 484-491.
59. Sweet D. V. (1987), Registry of toxic effects of chemical substances, National Institute
for Occupational Safety and Health, Washington DC.
60. Schwarzer, Hans (1998). Oxidative Abwasser Reinigung mit Wasserstoffperoxid, Wasser
Abwasser, 129,H.7, 484-491.
61. Tae Young Kim, Seung Jai Kim and Sung Young Cho (2001), “Effect of pH on
Adsorption of 2,4-Dinitrophenol onto an Activated Carbon”, Korean J.Chem. Eng.,
18(5), 755-760.
62. Tetsuji Kametani and Kunio Ogasawara (1966), An Improved Synthesis of Styphnic Acid.
Pharmaceutical Institute, Tohoku University School of Medicine, September 1,1966, p.
893.
63. Vane, K.T.; Nepovim, A.; Podlipna, R.; Zeman, S.; Vagner, M. (2003). Phytoremediation
of Selected Explosives. Institute of Organic Chemistry and Biochemistry, 3(3), 259 267.
64. V.Kavitha, K.Palanivelu. Degradation of nitrophenols by Fenton and photo-Fenton
proceeses Journal of Photochemistry and Photobiology: Chemistry, V.170, pp. 8395.(2005).
65. US. Environmental Protection Agency, Nitrophenols: ambient water quality criteria,
Washington, DC, 1980.
66. Walling,C. (1975), Fenton, Reagent Revisted. Accounts of Chem.Res.8, 125-131.
67. Xiaodong Huang, Liang Kong, Xin Li, Chaojun Zheng and Hanfa Zou (2003),
“Molecular imprinting of nitrophenol and hydroxybenzoic acid isomers: effect of
molecular structure and acidity on imprinting”, J. Mol. Recognit (16), pp 406–411.
