các quá trình khử cod trong nước rỉ rác bằng phương pháp aop báo cáo chuyên đề

ỦY BAN NHÂN DÂN TP. HCM ỦY BAN NHÂN DÂN TP. HCM
SỞ KHOA HỌC CÔNG NGHỆ VIỆN KTNĐ&BVMT
___________________ ______________






B
B
Á
Á
O
O


C
C
Á
Á
O
O


C
C
H
H
U

U
Y
Y
Ê
Ê
N
N


Đ
Đ
Ề
Ề







Chuyên đề
:

C
C
Á
Á
C
C

Q
Q
U
U
Á
Á


T
T
R
R
Ì
Ì
N
N
H
H


K
K
H
H
Ử
Ử


C

C
O
O
D
D


T
T
R
R
O
O
N
N
G
G


N
N
Ư
Ư
Ớ
Ớ
C
C


R

R
Ỉ
Ỉ


R
R
Á
Á
C
C


B
B
Ằ
Ằ
N
N
G
G


P
P
H
H
Ư
Ư
Ơ

Ơ
N
N
G
G


P
P
H
H
Á
Á
P
P


A
A
O
O
P
P





THỰC HIỆN: TS. TRẦN MINH CHÍ

TP HỒ CHÍ MINH THÁNG 11/2007

MỤC LỤC

Trang

1. CÁC KỸ THUẬT OXY HÓA TĂNG CƯỜNG (AOTs VÀ AOPs) ÁP DỤNG
TRONG XỬ LÝ NƯỚC THẢI 1
1.1. Quá trình Fenton (H
2
O
2
/Fe
2+
) 1
1.2. Quá trình sử dụng UV/ozon/Hydrogen peroxide 3
1.2.1. Ozon hoá để phân hủy các hợp chất hữu cơ 3
1.2.2. Áp dụng UV/ozone để oxy hóa chất hữu cơ 4
1.2.3. Áp dụng UV/hydrogen peroxide và phản ứng Fenton cho việc oxy hóa
hợp chất hữu cơ 4
1.3. Hoá siêu âm (sonochemistry) 5
1.4. Sự cần thiết áp dụng các quá trình AOPs để xử lý NRR 11

2. CÁC KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU PILOT ÁP DỤNG CÁC QUÁ TRÌNH AOPs
ĐỂ XỬ LÝ NRR 13
2.1. Quá trình keo tụ – tạo phức – Fenton 13
2.1.1. Kết quả thí nghiệm của Trung tâm Công nghệ Hóa học và Môi trường
(ECHEMTECH) như sau: 13
2.1.2. K
ết quả nghiên cứu của Trung tâm CN&QLMT CENTEMA 15
2.2. Thí nghiệm oxy hóa Peroxon 16
2.3. Kết quả nghiên cứu của Khoa Môi trường – Trường ĐHBK Tp. HCM 18
3. KẾT LUẬN 20
Báo cáo chuyên đề: Các quá trình khử COD trong NRR bằng phương pháp AOP

1. CÁC KỸ THUẬT OXY HÓA TĂNG CƯỜNG (AOTs VÀ AOPs) ÁP DỤNG
TRONG XỬ LÝ NƯỚC THẢI
Những kỹ thuật oxy hóa hóa học cho xử lý nước và khử trùng đã được triển khai
từ đầu những năm 1890. Vào thời gian đó, quá trình clo hóa khử trùng nước đang
được sử dụng rộng rãi.
Từ những năm 1970, khi các sản phẩm nước uống từ nước bề mặt sử dụng
phương pháp clo hóa bị phát hiện tạ
o ra các độc chất trihalomethanes thì những quan
niệm truyền thống về làm sạch nước uống đã thay đổi. Phát hiện này và các khám
phá tương tự đã ảnh hưởng mạnh tới các qui định về môi trường liên quan tới các
tạp chất vi lượng (micropollutants), và dẫn đến các quy định hiện hành về mức giới
hạn tạp chất tối đa ở mức ppb đối với rất nhiều tạp chất hữu c
ơ. Đồng thời là sự gia
tăng mối quan tâm đến việc xây các phương pháp khác để cải thiện chất lượng nước
uống nhằm loại bỏ các tạp chất hữu cơ. Kỹ thuật oxy hóa bằng ozon hoặc bằng H
2
O
2

đã được triển khai như các phương pháp quan trọng mới thay thế cho phương pháp
clo hóa, do không tạo ra các độc chất clo hữu cơ. Như vậy, quá trình ozone hóa cho
khử trùng nước uống cũng như các kỹ thuật oxy hóa tăng cường (AOTs), bao gồm
các qui trình oxy hóa nâng cao (AOPs) và các phương pháp chuyển đổi hóa lý đã
được được nghiên cứu và sử dụng rộng rãi ở Châu Âu trong khoảng hơn 25 năm
nay.
Vào những năm 1990, với việc áp dụng AOTs để xử lý nướ
c thải được triển
khai nhanh chóng, rất nhiều kỹ thuật oxy hóa tăng cường nhận được sự quan tâm
rộng rãi và đã được thảo luận trong rất nhiều tài liệu và hội nghị khoa học. Bên cạnh
các qui trình oxy hóa tăng cường (AOPs) sử dụng ozone, H
2
O
2
và tia UV, các qui
trình AOPs hiện nay còn có thêm các kỹ thuật mới như non-plasma utraviolet,
sonolysis dùng dòng điện và phát xạ gamma, oxy hóa có xúc tác, oxy hóa bằng
phương pháp điện hóa và điện ly, xúc tác quang hóa và sự kết hợp của các phương
pháp trên, hoặc là sự kết hợp với các kỹ thuật xử lý bằng sinh học.
1.1. Quá trình Fenton (H
2
O
2
/Fe
2+
)
Quá trình Fenton có thể coi là khởi đầu của các quá trình AOPs. Năm 1894
trong tạp chí Hội hóa học Mỹ đã công bố công trình nghiên cứu của tác giả J.H
Fenton, trong đó ông quan sát thấy phản ứng oxy hóa axit malic bằng hydrogen

peroxit đã được gia tăng mạnh khi có mặt các ion sắt. Sau đó, tổ hợp H
2
O
2
và muối
sắt Fe
2+
được sử dụng làm tác nhân oxy hóa rất hiệu quả cho nhiều đối tượng rộng
rãi các chất hữu cơ và được mang tên “tác nhân Fenton” (Fenton Reagent). Những
năm gần đây, hệ xúc tác Fenton được nghiên cứu rất mạnh và phát triển rộng hơn
bằng nhiều công trình trên thế giới không những ở dạng tác nhân Fenton cổ điển
(H
2
O
2
/Fe
2+
) và tác nhân Fenton biến thể (H
2
O
2
/Fe
3+
), mà còn sử dụng những ion
Thực hiện: TS. Trần Minh Chí
1
Báo cáo chuyên đề: Các quá trình khử COD trong NRR bằng phương pháp AOP

kim loại chuyển tiếp và các phức chất của chúng ở trạng thái oxi hóa thấp như Cu(I),
Cr(II) và Ti(III) tác dụng với H

2
O
2
để tạo ra gốc *OH, được gọi chung là các tác
nhân kiểu Fenton (Fenton-like Reagents).
Hệ tác nhân Fenton là một hỗn hợp gồm các ion sắt hóa trị 2 (thông thường
dùng muối FeSO
4
) và hydrogen peroxit, chúng tác dụng với nhau sinh ra các gốc tự
do hydroxyl *HO, còn ion Fe
2+
bị oxy hóa thành ion Fe
3+
. Những ion Fe
2+
mất đi sẽ
được tái sinh lại nhờ phản ứng giữa Fe
3+
và H
2
O
2
dư theo phương trình phản ứng
sau:
Fe
2+
+ H
2
O
2

Æ Fe
3+
+ *HO + OH
-
(1)
Fe
3+
+ H
2
O
2
Æ Fe
2+
+ H
+
+ *HO
2
(2)
Sự oxy hóa Fe
2+
thành Fe
3+
và gốc tự do hydroxyl *HO theo phương trình (1)
xảy ra rất nhanh được xem như khởi đầu của phản ứng Fenton, trong khi đó, phản
ứng (2) xem như khởi đầu của phản ứng Fenton biến thể tạo ra Fe
2+
để sau đó tiếp
tục xảy ra theo phản ứng (1) tạo ra gốc tự do hydroxyl *HO. Vì vậy, đường đi của
các phản ứng kế tiếp của các phản ứng Fenton và Fenton biến thể cũng một kiểu như
nhau.

Gốc tự do hydroxyl *HO sinh ra có khả năng phản ứng với Fe
2+
và H
2
O
2
theo
các phản ứng kế tiếp như sau, đặc biệt có khả năng phản ứng với nhiều chất hữu cơ
tạo thành các gốc hữu cơ có khả năng phản ứng cao:
*HO + Fe
2+
Æ OH
-
+ Fe
3+
(3)
*HO + H
2
O
2
Æ H
2
O + *HO
2
(4)
*HO + RH Æ *R + H
2
O (5)
Các gốc hữu cơ *R có thể oxy hóa Fe
2+

theo phương trình (10), khử Fe
3+
theo
phương trình (11) hoặc dimer hóa theo phương trình (12):
*R + Fe
2+
Æ Fe
3+
+ RH (6)
*R + Fe
3+
Æ Fe
2+
+ “sản phẩm” (7)
*R + *R Æ “sản phẩm” (dimer) (8)
Gốc *HO
2
có thể tác dụng trở lại với Fe
2+
và Fe
3+
theo kiểu như sau:
*HO
2
+ Fe
2+
Æ HO
2
-
+ Fe

3+
(9)
*HO
2
+ Fe
3+
Æ H
+
+ O
2
+ Fe
3+
(10)
Phương trình phản ứng Fenton tổng cộng có dạng:
H
2
O
2
+ Fe
2+
+ RH Æ H
2
O + Fe
3+
+ CO
2
(11)
Hằng số động học của các phản ứng Fenton được các tác giả khảo sát được như
sau:

Thực hiện: TS. Trần Minh Chí
2
Báo cáo chuyên đề: Các quá trình khử COD trong NRR bằng phương pháp AOP

Phản ứng Hằng số động học, L.mol
-1
.s
-1
Fe
2+
+ H
2
O
2
Æ Fe
3+
+ *HO + OH
-
(1) k
1
= 76
Fe
3+
+ H
2
O
2
Æ Fe
2+
+ H

+
+ *HO
2
(2) k
2
3x10≤
-3
*HO + Fe
2+
Æ OH
-
+ Fe
3+
(3) k
3
= 3x10
8
*HO + H
2
O
2
Æ H
2
O + *HO
2
(4) k
4
= 3.3x10
7
*HO + RH Æ *R + H

2
O (5) k
5
= 10
7
- 10
10
Trong phản ứng Fenton, độ phân hủy và nồng độ Fe
2+
ảnh hưởng rất lớn đến tốc
độ phản ứng và hiệu quả phân hủy các chất hữu cơ. Nguyên nhân vì trong môi
trường axit, sự khử Fe
3+
Æ Fe
2+
do H
2
O
2
theo phản ứng (2) xảy ra dễ dàng, thuận lợi
cho quá trình tạo gốc hydroxyl tự do *HO theo phản ứng (1), trong khi ở môi trường
pH cao, quá trình kết tủa Fe
3+
Æ Fe(OH)
3
xảy ra nhanh hơn quá trình khử của phản
ứng (2), làm giảm nguồn tạo ra Fe
2+
, trở thành yếu tố hạn chế tốc độ phản ứng. Nói
chung phản ứng Fenton xảy ra thuận lợi khi pH < 4.

1.2. Quá trình sử dụng UV/ozon/Hydrogen peroxide
Khái niệm về các qui trình oxy hóa tăng cường được định nghĩa bởi Glaze [1]
vào năm 1987 là qui trình liên quan tới sự tạo ra các gốc tự do hydroxyl với số lượng
đủ cho việc làm sạch nước. Trong tài liệu đó, đề cập tới các qui trình oxy hóa tăng
cường sử dụng UV/O
3
, O
3
/H
2
O
2
, UV/H
2
O
2
hoặc phản ứng photo Fenton
(UV/H
2
O
2
/Fe
+2
hoặc Fe
+3
) cho mục đích trên.
1.2.1. Ozon hoá để phân hủy các hợp chất hữu cơ
Cơ chế của sự ozone hóa hợp chất hữu cơ hòa tan (M) trong môi trường nước
liên quan tới các phản ứng tạo gốc tự do qua các bước sau:
Bước khởi đầu: Tạo ra các gốc tự do thông qua phản ứng với OH

-
và M trong
dung dịch nước
•+•→+
2
-
2
-
3
HOOOHO
(1)
+
+•→+ MOMO
-
33
(2)
Bước phát triển:
•→+•
+
3
-
3
HOHO
(3)
Oxid
-
2
2
23
MOROO

ROOOR
RMOH
OOHHO
+•→•
•→+•
•→+•
+•→•

(4)
(5)
(6)
(7)
Trong bước này, các nhóm gốc tự do được phát triển và duy trì qua các phản
ứng với H
+
và chất hữu cơ M có chứa các nhóm alkyl (R). Sự phát triển các gốc tự
Thực hiện: TS. Trần Minh Chí
3
Báo cáo chuyên đề: Các quá trình khử COD trong NRR bằng phương pháp AOP

do cho kết quả là sự oxy hóa của các nhóm alkyl của M.
•
→+• MMOH
(8)
1.2.2. Áp dụng UV/ozone để oxy hóa chất hữu cơ
Trong quá trình UV/ozone, ozone hấp thụ tia UV (bước sóng ngắn hơn 310 nm)
và bị quang phân hóa tạo ra hydrogen peroxide và các gốc tự do của hydroxyl,
những thành phần này có khả năng oxy hóa các hợp chất hữu cơ. Các thí nghiệm cho
kết quả của sự phân hủy tương ứng khoảng 82 – 87% các alken halogen hóa và các
hydrocacbon thơm có nồng độ từ 50 – 384 ppb với lượng ozone sử dụng 6 mg/L.

Tốc độ phân hủy các hợp chất hữu cơ
clo như chloroform, bromodichloromethane,
tetrachloromethane nhanh hơn gấp từ 40 – 50 lần khi sử dụng kết hợp UV/ozone so
với khi chỉ sử dụng một mình ozone.
1.2.3. Áp dụng UV/hydrogen peroxide và phản ứng Fenton cho việc oxy hóa
hợp chất hữu cơ
Hydrogen peroxide có thể được quang phân hóa để tạo ra hai gốc tự do hydroxyl
nếu bước sóng của các photon ngắn hơn 370 nm. Những gốc tự do này có thể oxy
hóa các chất hữu cơ có chứa nhóm alkyl R. So sánh với sự quang phân hóa ozone,
hiệu quả phân hủy quang phân hóa c
ủa hydrogen peroxide sẽ rất thấp nếu tia UV có
bước sóng dài hơn 254 nm (chỉ vào khoảng 0.7% so với của ozone), bước sóng mà
được tạo ra bởi các đèn thủy nhân bình thường. Về vấn đề này, đã có những phát
triển đầy hứa hẹn cho việc sử dụng UV/hydrogen peroxide cùng với sự phát triển
trong kỹ thuật sản xuất đèn có khả năng cho các đèn có bước sóng ngắn (185 nm)
như đèn Antimony halide.
Kỹ thuật sử d
ụng H
2
O
2
trên nguyên tắc tạo ra các gốc tự do của hydroxyl tấn
công vào các hợp chất hữu cơ trong nước thải, hiệu quả phân hủy sẽ càng cao khi
càng có mặt nhiều gốc tự do của hydroxyl, bên cạnh việc sử dụng UV để phân hủy
H
2
O
2
, có thể sử dụng thêm xúc tác. Xúc tác ion sắt được Fenton phát hiện vào năm
1894 rất thích hợp. Hóa chất Fenton – hỗn hợp của hydrogen peroxide và ion sắt gần

đây được xem là chất oxy hóa khá phổ biến cho việc phân hủy các hợp chất hữu cơ.
Các dạng oxy hóa như vậy được gọi là các phản ứng Fenton. Với sự có mặt của các
ion sắt, hydrogen peroxide nhanh chóng được phân huỷ tạo ra các gốc tự do của
hydroxyl theo phản ứng sau:
OHOHFeFeOH
-32
22
•++→+
++

Một ứng dụng mới gần đây trong xử lý nước thải là việc sử dụng của sự chiếu xạ
hoặc ánh sáng trong vùng khả kiến trong cả hai phản ứng Fenton (H
2
O
2
/Fe
+2
) và
Fenton-like (H
2
O
2
/Fe
+3
). Áp dụng này được gọi là phản ứng photo Fenton
Thực hiện:
TS. Trần Minh Chí
4
Báo cáo chuyên đề: Các quá trình khử COD trong NRR bằng phương pháp AOP

(UV/H
2
O
2
/Fe
+2
hoặc UV/H
2
O
2
/Fe
+3
). Các áp dụng khác của phản ứng photo Fenton
như trong việc loại bỏ các thuốc trừ sâu diệt cỏ, PCBs, phenol, chlorophenol,
nitrobenzene và nitrophenol trong nước thải.
Tuy nhiên, vẫn có một số giới hạn trong việc sử dụng các gốc tự do hydroxyl
như là một chất oxy hóa do nó rất không thích hợp cho sự phân hủy các hợp chất
hữu cơ như poly hoặc per-fluorinated hoặc chlorinated alkane (Chen, 1998).
Ưu thế cơ bản của gốc tự do hydroxyl *OH là:
- Khả n
ăng oxi hóa của gốc tự do Hydroxyl *OH cao gần 1,5 lần so với Ozon,
gần 1,6 lần so với Hydrogen Peroxit, gấp hơn 2 lần so với Clorin, nên có khả
năng oxi hóa hầu như tất cả các hợp chất hữu cơ, dù là bền vững nhất.
- Nhờ khả năng oxi hóa mạnh của gốc tự do hydroxyl *OH nên có khả năng
phá hủy những gốc mang màu, làm sáng màu nước xử lý kèm theo oxi
hóa phá hủy những chất gây mùi, làm mất mùi nước rác.
- Nhờ khả năng oxi hóa mạnh của gốc tự do hydroxyl *OH nên có khả năng
diệt khuẩn, khử trùng triệt để kể cả virus, mạnh gấp đôi so với chlorin
1.3. Hoá siêu âm (sonochemistry)
Hoá học siêu âm (sonochemistry, hóa âm học) là một ngành khoa học non trẻ,

tuy vậy đã đạt được nhiều thành tựu đáng kể đặc biệt trong lĩnh vực y tế và khoa học
vật liệu, Năm 1867 đã có những quan sát đầu tiên về
tác động tạo bọt khí của siêu
âm trong môi trường lỏng (cavitation) (Tomlinson, Gernez). Năm 1917, mô hình
toán học đầu tiên tiên đoán việc tạo nhiệt độ và áp suất cục bộ cực kì cao do sự vỡ ra
của bọt khí. Năm 1927, công bố bài báo đầu tiên về ảnh hưởng hoá học của siêu âm
(Rechards and Loonais, J. Am. Chem. Soc. 49 (1927) 3086). Giai đoạn 1980 đến
nay là giai đoạn lớn mạnh không ngừng của lĩnh vực nghiên cứu liên quan đến ảnh
hưởng hoá học củ
a siêu âm. Năm 1989 đã diễn ra Hội nghị thế giới về hoá âm học
lần đầu tiên [2], [5-7], [9-12], [16-20].
Ngành hoá âm học là ngành nghiên cứu ứng dụng siêu âm vào các phản ứng, các
quá trình hoá học. Siêu âm là sóng có dải tần từ 20kHz đến 10MHz và có thể chia
làm 3 vùng: vùng tần số thấp, năng lượng cao (20–100kHz); vùng tần số cao, năng
lượng trung bình (100kHz–1MHz); vùng tần số cao, năng lượng thấp (1–10 MHz).
Khoảng từ 20kHz – 1MHz thường được hoá âm học sử dụng. Vùng tần trên 1 MHz
thường đượ
c sử dụng trong y tế và chẩn đoán y khoa. Khác với sóng điện từ như
sóng radio, ánh sáng thấy được, tia X, tia gamma, có thể truyền được dễ dàng
trong chân không, siêu âm (âm thanh) là sóng cơ học nên không thể truyền trong
chân không vì việc truyền các sóng nén giãn nhất thiết phải trong môi trường vật
chất.
Thực hiện:
TS. Trần Minh Chí
5
Báo cáo chuyên đề: Các quá trình khử COD trong NRR bằng phương pháp AOP

Ngày nay, các nhà khoa học đã cho thấy tác động tích cực của siêu âm trong hoá
học không những gia tăng về lượng (hiệu suất) mà còn đóng vai trò xúc tác tăng tốc
độ phản ứng. Trong nhiều trường hợp, việc chiếu xạ siêu âm làm gia tăng độ phản

ứng lên gần 1 triệu lần [20]. Ảnh hưởng của siêu âm thường rơi vào 3 trường hợp:
hoá siêu âm trong môi trường lỏng đồng thể, hoá siêu âm trong môi trường dị thể
lỏng – lỏng hoặ
c lỏng – rắn, và siêu âm đóng vai trò xúc tác.
Ngày nay, siêu âm đang được ứng dụng rộng rãi trong nhiều lĩnh vực và là cơ sở
để hình thành ngành hóa âm và các ngành khoa học hẹp hơn, như điện hóa siêu âm
(sonoelectrochemistry) chẳng hạn. Tuy nhiên, trong công nghiệp khởi đầu siêu âm
chỉ được chú ý như một phương pháp vật lý đơn thuần.
 Sự hình thành bọt khí âm
Tác động cơ bản của siêu âm trong môi trường lỏng là sự hình thành những bọt
khí âm học, tác độ
ng này chỉ xảy ra trong môi trường lỏng [24]. Từ “bọt khí” xuất
phát từ từ latin là cavus tương đương thuật ngữ cavity trong tiếng Anh. Khi siêu âm
truyền qua môi trường sẽ tạo nên những sóng nén ảnh hưởng trực tiếp đến trạng thái
dao động của phân tử môi trường bằng việc tạo ra sự nén – kéo giãn tuần hoàn tác
động vào phân tử theo sự biến đổi của chu kỳ nén. Do đó, khoảng cách giữa các
phân tử cũng thay đổi theo sự dao
động xung quanh vị trí cân bằng của chúng. Chu
kỳ giãn tạo ra một áp suất âm kéo phân tử ra khỏi vị trí của nó, khi cường độ siêu âm
tăng lên. Tác động này sẽ tạo nên một bọt khí trong môi trường, đây là lúc áp suất
âm vượt quá độ bền căng giãn của chất lỏng. Bọt này gọi là bọt khí hay bọt trống
(cavitation bubble) và điểm bắt đầu diễn ra sự tạo bọt gọi là ngưỡng tạo bọt khí
(Hình 1). Những b
ọt khí nhỏ lớn lên nhờ hấp thu năng lượng của sóng âm hoặc
thông qua quá trình kết hợp do khuếch tán thuỷ động và điều đó phụ thuộc nhiều vào
cường độ chiếu xạ. Nếu cường độ chiếu xạ lớn sự lớn lên sẽ rất nhanh do những tác
động quán tính. Dưới tác dụng của trường âm (sound field) trong chất lỏng, những
bọt khí cũng sẽ giãn và co lại đồng thời l
ớn lên theo chu kỳ nén - giãn. Kích thước
của bọt khí sẽ đạt một giá trị tới hạn sau đó nổ vỡ, kích thước này gọi là kích thước

cộng hưởng (resonant size), phụ thuộc vào môi trường lỏng cụ thể và tần số chiếu
xạ. Khi những bọt khí đã đạt đến kích thước này chúng sẽ gắn rất tốt vào trường âm
và hấp thụ năng lượng một cách hiệu quả và tiếp tụ
c lớn lên trong một chu kỳ riêng.
Sau khi tăng kích thước, những bọt khí sẽ không kết nối chặt chẽ với trường âm nữa.
Tại thời điểm đó, lực căng bề mặt của chất lỏng kết hợp với sóng nén kế tiếp sẽ làm
nổ bọt khí trong khoảng thời gian ngắn tính bằng micro giây. Sơ đồ của quá trình
được thể hiện trên hình 1. Có hai dạng bọt sủi: dạ
ng ổn định (stable) và dạng không
ổn định (transient). Những bọt ổn định dao động xung quanh vị trí cân bằng của
chúng trong một vài chu trình nén (compression cycles), trong khi đó, những bọt
Thực hiện:
TS. Trần Minh Chí
6
Báo cáo chuyên đề: Các quá trình khử COD trong NRR bằng phương pháp AOP

không ổn định sẽ gia tăng kích thước trong khoảng một chu trình và cuối cùng là bị
phá hủy (vỡ) [1, 2].
Các cơ chế tác động của sóng siêu âm trong các môi trường khác nhau có thể
tổng kết như sau:

Hình 1. Cơ chế chung của “acoustic cavication”
Tóm lại, sóng siêu âm có khả năng tạo ra các bọt khí. Chúng co giãn phụ thuộc
vào các pha và áp lực sóng. Dưới những điều kiện thích hợp, chúng có thể vỡ tan,
tạo ra một áp lực và nhiệt độ tại chỗ rất cao.
 Thiết bị và ứng dụng

Hình 2. Thiết bị siêu âm điển hình
Siêu âm được truyền vào phản ứng hoá học thông qua một ống titan,
ống này
Thực hiện:
TS. Trần Minh Chí
7
Báo cáo chuyên đề: Các quá trình khử COD trong NRR bằng phương pháp AOP

truyền dao động bởi một gốm áp điện (piezoelectric) chế tạo từ vật liệu gốm PZT,
hợp kim zirconat titanat chì, dao động dưới dòng điện xoay chiều.
 Khả năng áp dụng siêu âm để xử lý chất thải
Theo nhiệt động học, chúng ta có công thức:
PV = nRT
Khi nguồn siêu âm tác động vào dung dịch nước, tốc độ thay đổi thể tích cuả các
bọt khí cực kỳ cao, phụ thuộc vào tần số, dẫ
n đến biến thiên nhiệt độ cực kỳ cao tại
từng điểm:
5000
o
C/ microsec
Khi sóng siêu âm tác động vào môi trường nước các quá trình biến thiên nhiệt
độ và áp suất cục bộ với tốc độ cao sản sinh ra một loạt sản phẩm như:
H
2

; H
2
O
2
; HO
2
(superoxide),
H

(atomic hydrogen), OH
-
(hydroxyl),
và e-(aq) (solvated electrons)
Chúng đều là các tác nhân oxy hoá – khử mạnh, có khả năng phân hủy nhiều
chất rất bền vững: indigo, trichloroethane, pentachlorophenol, các hợp chất humic ,
đặc biệt sự có mặt của các các bọt khí dẫn đến hiện tượng hấp phụ khí – lỏng, kết
quả là các hợp chất hữu cơ ít tan trong nước (hydrophobic) được hấp phụ trên bề
mặt các bọt khí, chịu tác động trực tiếp của các tác nhân phân hủy kể trên [2, 3].
Hóa siêu âm được hi
ểu là các hiệu ứng hóa học xảy ra bởi các phản ứng hóa học
dưới tác dụng của sóng âm (Bremner 1990). Sóng siêu âm với tần số trong khoảng
15 kHz -10 MHz có các tác động rất mạnh đến phản ứng hóa học. Cơ chế chính tạo
ra hiệu ứng đó còn được gọi là "acoustic cavitation"
Các cơ chế tác động của sóng siêu âm trong các môi trường chất lỏng có thể
tổng kết như sau:
Thực hiện:
TS. Trần Minh Chí
8
Báo cáo chuyên đề: Các quá trình khử COD trong NRR bằng phương pháp AOP

Hình 3. Cơ chế tác động của sóng siêu âm trong chất lỏng đồng nhất


Hình 4. Cơ chế tác động gần bề mặt chất rắn
Thực hiện:
TS. Trần Minh Chí
9
Báo cáo chuyên đề: Các quá trình khử COD trong NRR bằng phương pháp AOP


Hình 5. Cơ chế tác động lên chất rắn lơ lửng


Hình 6. Cơ chế tác động trong chất lỏng không đồng nhất thể lỏng – lỏng
Khi chiếu siêu âm vào môi trường lỏng sẽ tạo ra các vi bọt khí. Nếu các chất
hữu cơ có trong môi trường lỏng đó có thể bị phân hủy thành các chất khác thậm chí
bị vô cơ hoàn toàn. Có ba cơ chế phân hủy các hợp chất hữu cơ chính là: ôxy hóa
bởi các nhóm hydroxyl radical, ôxy hóa bởi nước siêu tới hạn (supercritical water)
và nhiệt phân (pyrolysis). Theo Kotronarou, Mills, và Hoffmann 1991 thì cơ chế
nhi
ệt phân chiếm ưu thế khi hàm lượng các chất hữu cơ trong môi trường lỏng cao
và cơ chế tấn công của các nhóm hydroxyl radical sẽ chiếm ưu thế khi hàm lượng
thấp.
Thực hiện:
TS. Trần Minh Chí
10
Báo cáo chuyên đề: Các quá trình khử COD trong NRR bằng phương pháp AOP

Điều kiện khắc nghiệt bên trong các vi bọt khí sẽ chuyển hơi nước bên đó thành
các radical hydroxyl và hydrô. Tuy nhiên, hoạt tính cao của các nhóm radical trên sẽ
ngăn cản khả năng lan truyền xa của chúng do vậy chỉ có các phân tử hữu cơ nào có
mặt bên trong bọt khí hoặc ngay sát bề mặt của bọt khí mới bị phân hủy bởi cơ chế
tấn công của các nhóm radical.
Nước siêu tới hạn là trạng thái của nước trong điề
u kiện vượt quá nhiệt độ và áp
suất tới hạn của chúng: 647 K (373.85°C) và 221 atm. Trong trạng thái đó một số
đặc trưng của chúng khác với nước ở điều kiện khí quyển bình thường: tỷ trọng, độ
nhớt và cường độ ion. Do các chất ô nhiễm hữu cơ tăng độ tan trong nước siêu tới
hạn nên chúng sẽ rất gần các chất ôxy hóa mạnh cụ thể là ôxy trong khí hoà tan và
làm gia tăng quá trình ôxy hóa. Theo Hoffmann, Hua, và Hochemer (1996), trong
quá trình chiếu siêu âm nước siêu tới hạn sẽ hình thành và tạo thành một màng rất
mỏng bao quanh các vi bọt khí. Tuy nhiên, cơ chế gia tăng quá trình ôxy hóa sẽ là
chủ yếu do lượng nước siêu tới hạn tạo ra trong quá trình chiếu siêu âm chỉ chiếm
khoảng 0,0015 phần trong 100 phần nước trong khi đó lượng bọt khí tạo ra sẽ có thể
tích cao gấp 2x10
4
lần so với thể tích của nước siêu tới hạn.
Cơ chế thứ ba là cơ chế nhiệt phân các chất trong điều kiện không có ôxy. Nhiệt
độ cao bên trong các vi bọt khí đủ để phân hủy các hợp chất hữu cơ. Điều cần là các
hợp chất hữu cơ phải có mặt bên trong các vi bọt khí hay các hợp chất hữu cơ phải
có áp suất bay hơi cao.
Tóm lại, các quá trình oxy hóa nâng cao rất thích hợp và đạt hi
ệu quả cao để
phân hủy các chất ô nhiễm hữu cơ khó phân hủy như hydrocarbon halogen hóa
(trihalometan, trichloroetan, trichlorpetylen,…), các hydrocarbon aromatic (benzen,
toluen, etylbenzen, xylen,…), polychlobiphenyl, nitrophenol, các hóa chất bảo vệ
thực vật, dioxin và furan, thuốc nhuộm, các chất hoạt động bề mặt,…
1.4. Sự cần thiết áp dụng các quá trình AOPs để xử lý NRR

Đặc trưng của NRR được phân chia thành ba nhóm khác nhau phụ thuộc vào
thời gian (tuổi) chôn lấp như sau (bảng 1):
Bảng 1. Đặc trưng của NRR ở các bãi chôn lấp vớ
i thời gian khác nhau
Loại Mới (trẻ) Trung bình Đã ổn định (già)
Tuổi, năm <5 5-10 >10
pH <6,5 7 >7,5
COD, mg/l >20.000 3.000-15.000 <2.000
BOD/COD >0,3 0,1-0,3 <0,1
TOC/COD 0,3 - 0,4
Thực hiện:
TS. Trần Minh Chí
11
Báo cáo chuyên đề: Các quá trình khử COD trong NRR bằng phương pháp AOP

Loại Mới (trẻ) Trung bình Đã ổn định (già)
Chất hữu cơ Chủ yếu
là 70-90%
VFA
20-30%
VFA, 70-
80% axit
Humic và
Fulvic
Chủ yếu là axit
Humicvà axit Fulvic
Nitơ, mg/l 100 – 2.000 TKN
TKN/COD 0,1 0,13 - 0,66 1,0
Kim loại, g/l 2 <2 <2

Trong một bãi chôn lấp rác “trẻ” hay “già”, quá trình phân hủy sinh học đều xảy
ra trong điều kiện yếm khí qua 3 giai đọan kế tiếp nhau trong toàn bộ khối rác bị
chôn lấp: giai đoạn tạo axit (pha axit), giai đoạn tạo mêtan (pha mêtan) và giai đoạn
trung gian (pha chuyển tiếp từ pha axit sang pha mêtan). Tuỳ theo thời gian chôn
lấp rác mà ưu thế của từng giai đoạn nói trên sẽ thay đổi. Thời gian chôn lấp càng
lâu, tuổi của bãi rác càng già, pha mêtan s
ẽ càng chiếm phần chủ yếu. Ngược lại,
tuổi bãi rác chôn lấp càng trẻ, pha axit chiếm phần ưu thế.
Có thể căn cứ vào tỷ số BOD/COD trong các giới hạn sau để phân biệt các giai
đoạn xảy ra trong bãi rác chôn lấp:
- Pha axit: BOD/COD ≥ 0,4
- Pha chuyển tiếp: 0,4 > BOD/COD > 0,2
- Pha mêtan: BOD/COD ≤ 0,2
 Đặc trưng NRR tại BCL Gò Cát
Qua khảo sát trong khoảng thời gian tháng 3/2006 và tháng 7/2006 của HTXL
NRR Gò Cát cho thấy thành phần và tính chất của nước rỉ rác ở BCL Gò Cát nằ
m
trong giới hạn sau (bảng 2):
Bảng 2. Thành phần và tính chất của nước rỉ rác Gò Cát
Thông số Đơn vị Thấp Cao Trung bình
pH - 7,4 7,6 7,5
COD mg/L 13.655 16.814 15.234
BOD mg/L 6.272 9.200 7.735
BOD/COD - 0,46 0,55 0,50
TKN mg/L 1.821 2.427 2.124
N-NH
3
mg/L 1.680 2.887 2.283
P tổng mg/L 10,3 19,8 15,05
Thực hiện:

TS. Trần Minh Chí
12
Báo cáo chuyên đề: Các quá trình khử COD trong NRR bằng phương pháp AOP

Thông số Đơn vị Thấp Cao Trung bình
SS mg/L 700 2.020 1.360
Cảm quan Đục, nhiều cặn, màu nâu đen đến đen, mùi hôi khó chịu
Nguồn: Công ty môi trường Đô thị Thành phố HCM
Những số liệu trên đây cho thấy NRR tại BCL Gò Cát thuộc loại đã chuyển
sang tuổi trung bình, đặc trưng ở độ pH không có tính axit (pH~7); hàm lượng
COD không quá cao như nước rác ở độ tuổi trẻ (>20.000 mg/L) và cũng không quá
thấp như nước rác ở độ tuổi cao (<2.000 mg/L), mà nằm ở mức trung bình (~15.000
mg/L); tỷ số BOD/COD ~0,5, hàm lượng TKN cao (~2.000 mg/L), và tỷ số
TKN/COD n
ằm giữa 1,0 và 0,1 (~0,14).
Với nước rỉ rác ở độ tuổi này, trong thành phần ô nhiễm hữu cơ ngoài các chất
axit hữu cơ bay hơi còn chứa một phần lớn (70-80%) là các axit trọng lượng phân tử
lớn (cao phân tử) như axit humic và axit fulvic như đã mô tả trên. Đây là những chất
ô nhiễm hữu cơ rất khó phân hủy sinh học, do đó, để việc xử lý nước rác Gò Cát đạt
kết quả mong mu
ốn, cần áp dụng các quá trình công nghệ không chỉ chỉ dựa vào
các quá trình phân hủy sinh học, chẳng hạn các quá trình AOPs.

2. CÁC KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU PILOT ÁP DỤNG CÁC QUÁ TRÌNH
AOPs ĐỂ XỬ LÝ NRR
2.1. Quá trình keo tụ – tạo phức – Fenton
2.1.1. Kết quả thí nghiệm của Trung tâm Công nghệ Hóa học và Môi trường
(ECHEMTECH) như sau:
Nước rỉ rác thô, sau khi xử lý phân hủy sinh học kỵ khí trong bể UASB ở hệ
thống xử lý Gò Cát được lấy làm mẫu nước thí nghiệm trực ti

ếp cho quá trình keo tụ
– tạo phức – Fenton.
Chất keo tụ Polyferric sulfat (PFS) do Viện Công nghệ Hóa học (Trung tâm
Khoa học Tự nhiên và Công nghệ Quốc gia) nghiên cứu chế tạo và cung cấp. Nồng
độ Fe(III) trong dung dịch PFS ~12% (TL), pH < 2, tỷ trọng 1,4.
 Thí nghiệm keo tụ bằng PFS - Mỗi thí nghiệm lấy 1000 ml mẫu NRR

nói
trên vào cốc thủy tinh, sau đó cho dung dịch PFS vào từng cốc để sao cho có
những nồng độ khác nhau, lần lượt là 100, 200, 300 và 400 mg Fe
3+
/L
Mẫu được khuấy nhanh trong vòng 5 phút, sau đó khuấy chậm thêm 20 phút.
Phần nước trong tách ra đem phân tích trị số COD và đánh giá hiệu quả xử lý của
quá trình bằng %COD đã được xử lý loại bỏ so với trị số COD của mẫu NRR.
Thực hiện:
TS. Trần Minh Chí
13
Báo cáo chuyên đề: Các quá trình khử COD trong NRR bằng phương pháp AOP


Hình 7. Ảnh hưởng lượng chất keo tụ đến hiệu quả loại COD (% so với mẫu
NRR)
Kết quả cho thấy, lượng PFS sử dụng càng nhiều thì % COD được loại bỏ càng
cao, nhưng với lượng PFS từ 300 - 400 mg/L, mức độ có tăng không nhiều, từ 53-
55% (hình 7).
 Thí nghiệm phân hủy kiểu Fenton - Tiến hành keo tụ như thí nghiệm trước,
nhưng sau khi cho PSF vào và khuấy nhanh với nồng độ PSF như mẫ
u M3,
tiếp tục cho thêm H

2
O
2
vào với nồng độ H
2
O
2

thay đổi và khuấy chậm, với
hàm lượng lần lượt là 300, 400, 500 và 600 mg Fe
3+
/L:
Sau 120 phút tiếp tục khuấy nhẹ, tách phần nước lắng trong ra đem phân tích trị
số COD và đánh giá hiệu quả xử lý của quá trình bằng % COD đã được xử lý loại bỏ
so với trị số COD của mẫu NRR do kết quả tổng hợp của toàn bộ quá trình keo tụ –
Fenton. Kết quả cho thấy như trên hình 8 dưới đây:

Hình 8. Ảnh hưởng lượng H
2
O
2

đến hiệu quả xử lý COD (% so với mẫu NRR)
Thực hiện:
TS. Trần Minh Chí
14
Báo cáo chuyên đề: Các quá trình khử COD trong NRR bằng phương pháp AOP

Kết quả trên cho thấy, để thực hiện quá trình oxi hóa kiểu như Fenton, chỉ cần
cho thêm một lượng H

2
O
2
khoảng 500 mg/L đã có thể đạt hiệu quả xử lý rất cao, đến
~76% so với chỉ thực hiện quá trình keo tụ đơn thuần bằng PFS chỉ đạt được ~53%.
2.1.2. Kết quả nghiên cứu của Trung tâm CN&QLMT CENTEMA
 Thí nghiệm Fenton
Quá trình keo tụ tạo bông chỉ xử lý được Lignin và axít Humic, còn axít Fulvic
và các chất hữu cơ bền chưa được xử lý nên COD sau quá trình keo tụ vẫn chưa đạt
tiêu chuẩn xả vào nguồn tiếp nhận, vì v
ậy đối với các hợp chất hữu cơ khó/không có
khả năng phân hủy sinh học sẽ được tiếp tục xử lý bằng phương pháp oxy hóa bậc
cao để oxy hóa hoàn toàn chất hữu cơ nhằm đạt tiêu chuẩn xả vào nguồn tiếp nhận.
Cặn lơ lửng và độ đục sẽ gây cản trở quá trình oxy hóa, do đó để loại các bông
cặn còn lại sau quá trình keo tụ, nước rỉ rác sẽ được lọ
c qua mô hình lọc cát để hạn
chế những cản trở đối với quá trình oxy hóa.
Tương tự như quá trình keo tụ, quá trình Fenton cũng cần xác định những thông
số tối ưu như:
Xác định pH tối ưu
Cố định lượng H
2
O
2
ở 400mg/L, lượng Fe
2+
ở 50mg/L và thay đổi pH từ 2,0 –
4,5;
Lượng H
2

O
2
cố định trong bước xác định pH tối ưu được tính toán theo nồng độ
COD còn lại sau quá trình keo tụ và nhân với hệ số chênh lệch giữa lý thuyết tính
toán và thực tế. Lượng FeSO
4
được tính theo tỉ lệ mol giữa Fe
2+
và H
2
O
2
, lấy tỉ lệ
Fe
2+
:H
2
O
2
= 0,3:10
Xác định lượng H
2
O
2
tối ưu
9 Thay đổi lượng H
2
O
2
: 400 – 2.400mg/L NRR

9 Cố định giá trị pH : 3,0
9 Cố định lượng Fe
2+
: 50mg/L
Xác định lượng Fe
2+
tối ưu
9 Thay đổi lượng Fe
2+
: 50 – 100 mg/L NRR
9 Cố định giá trị pH : 3
9 Cố định lượng H
2
O
2
: 400mg/L
Sau mỗi thí nghiệm của quá trình Fenton, nước được để lắng tĩnh trong 30 phút
và phần nước trong sẽ được phân tích các chỉ tiêu: pH, COD, độ màu, H
2
O
2
dư,
Fe
tcộng

dư để xác định được các thông số tối ưu cho quá trình.

Thực hiện:
TS. Trần Minh Chí
15

Báo cáo chuyên đề: Các quá trình khử COD trong NRR bằng phương pháp AOP

Thực hiện:
TS. Trần Minh Chí
16
200
220
240
260
280
300
320
340
360
234
0
50
10 0
15 0
200
250
300
350
23
pH
Độ màu (Pt-Co)
pH
COD (mg/l
)

4
Độ màu biểu kiến
Độ màu thực
Độ màu sau khi nâng pH kết tủa Fe
Hình 9. Biến thiên COD theo pH. Hình 10. Biến thiên độ màu theo pH

0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
500
0506080100
Lượng chất xúc tác (mg/l)
CO D (m g/l)
360

380

200
220
240
260
280
300
320
340
0 400 0 1200 2400
Lượng H
2
O
2
(mg/L)
COD (mgO
2
/L)






80


Hình 11. Biến thiên COD theo nồng độ
H

2
O
2
.


Hình 12. Biến thiên COD theo nồng độ
chất xúc tác.
Kết quả thí nghiệm cho thấy:
 Các thông số tối ưu đối với quá trình Fenton: pH = 3, liều lượng H
2
O
2
là 400
mg/l, và liều lượng chất xúc tát (Fe
2+
) là 100 mg/l. Tỉ lệ Fe
2+
và

H
2
O
2
0,15:1
mol/mol.
 Hiệu quả xử lý COD đạt 52% (COD từ 435 mg O
2
/l xuống 210 mg O
2

/l), và
độ màu 102 Pt-Co (hiệu quả xử lý 67%).
 Liều lượng chất xúc tác (Fe
2+
) ảnh hưởng rất lớn đối hiệu quả xử lý, trong
chuỗi phản ứng của hệ Fenton, Fe
3+
thường ở dưới dạng phức chất nên làm
giảm sự tạo thành Fe
2+
dẫn đến giảm hiệu quả xử lý.
2.2. Thí nghiệm oxy hóa Peroxon
Nước rỉ rác sử dụng cho thí nghiệm là NRR sau keo tụ. Quá trình Peroxon đạt
hiệu quả cao khi giá trị pH dao động trong khoảng 7 – 8, do đó nước sau keo tụ có
pH dao động từ 3,0-3,2 được chỉnh pH lên 7.
Báo cáo chuyên đề: Các quá trình khử COD trong NRR bằng phương pháp AOP

Thực hiện:
TS. Trần Minh Chí
Thí nghiệm được thực hiện trong mô hình kín, lượng O
3
dư sẽ được hấp thu vào
dung dịch KI 2%.
Xác định lượng H
2
O
2
tối ưu
9 Thay đổi H
2

O
2
: 200 – 350 mg/L NRR
9 Cố định nồng độ O
3
: 320 mg/L
Xác định nồng độ O
3
tối ưu
Sau khi đã xác định được lượng H
2
O
2
tối ưu cho quá trình, tiếp tục tiến hành thí
nghiệm để xác định nồng độ O
3
tối ưu.
9 Thay đổi nồng độ O
3
: 280 – 630 mg/L NRR
9 Cố định nồng độ H
2
O
2
: 250 mg/L
Kết quả phân tích COD sẽ bị ảnh hưởng bởi nồng độ O
3
dư và H
2
O

2
dư sau thí
nghiệm, để loại bỏ những ảnh hưởng trên nước rỉ rác sau xử lý sẽ được sục khí và
chỉnh pH lên 10 – 11.
Các chỉ tiêu phân tích sau quá trình Peroxon: H
2
O
2
dư, O
3
dư, COD.
Kết quả thí nghiệm
180
200
220
240
260
280
300
360
380
0 280 350 420 490 560 630
Lượng O
3
(mg/L)
COD (mgO
200
220
240
260

280
300
320
17
340
360
2
/L)
380
0 200 250 300 350
Lượng H
2
O
2
(mg/L)

COD (mgO
320
340
2
/L)







Hình 13. Proxon xác định H
2

O
2
tối ưu. Hình 14. Peroxon xác định lượng O
3
tối ưu.
Nhận xét:
 Trong thí nghiệm xác định lượng H
2
O
2
tối ưu, lượng H
2
O
2
tối ưu cho quá
trình Peroxon đối với nước rỉ rác đã qua quá trình keo tụ là 250mg/L.
 Kết quả cũng cho thấy khi tăng nồng độ H
2
O
2
tăng lên thì hiệu quả xử lý bắt
đầu giảm. Kết quả này được giải thích rằng khi cho lượng H
2
O
2
quá dư sẽ
cho tác dụng ngựơc lại làm giảm hiệu quả của quá trình Peroxon vì H
2
O
2

cũng có tác dụng như chất tìm diệt các gốc hydroxyl.
 Hiệu quả xử lý COD đạt 49% (COD 185 mgO
2
/L);
 Hiệu quả xử lý độ màu của quá trình Peroxon cao hơn Fenton, độ màu đạt
80% (55 Pt-Co). Tỉ lệ mol H
2
O
2
:O
3
là 0,7:1, pH tối ưu là 3.
Báo cáo chuyên đề: Các quá trình khử COD trong NRR bằng phương pháp AOP

 So sánh kết quả giữa quá trình oxy hóa bằng Fenton và Peroxon cho thấy,
hiệu quả xử lý COD và độ của hai quá trình tương đương nhau. Tuy nhiên
đối với quá trình oxy hóa bằng Peroxon, chi phí xử lý cũng như chi phí đầu
tư sẽ cao hơn quá trình oxy hóa bằng Fenton vì phải sử dụng dung dịch hấp
thụ Ozone dư, và công nhân vận hành cần có trình chuyên môn cao.
2.3. Kết quả nghiên cứu của Khoa Môi trường – Trường ĐHBK Tp. HCM
NRR sau xử lý sinh học và sau keo tụ được sử dụng trong thí nghiệm vớ
i các
hóa chất công nghiệp bao gồm:
 FeSO
4
.7H
2
O bùn (sản xuất từ bả thải bùn đỏ)
 H

2
O
2
50%
 H
2
SO
4

 NaOH
 Polyme (Anion) 0,1%
Kết quả thí nghiệm xác định tỉ lệ phèn sắt/H
2
O
2
: được trình bày trong bảng dưới
đây
Bảng 3. Kết quả oxy hóa nước rác với COD v = 145mg/l và 320mg/l
CODv = 145 mg/l CODv = 320 mg/l H
2
O
2
(ml/l)
FeSO
4
(mg/l)
0,5 0,75 1 0.5 0,75 1 1,5
500 101 96 102 135 115 118 121
750 88 76 95 - - - -
1000 83 75 89 131 100 114 121

1500 - - - 120
96 92
119
2000 - - - 117 96
85
100
2500 - - - 120 121 115
72

Với CODv 145 mg/l, Lượng H
2
O
2
cần thiết cho oxy hóa là 0,5 lít/m
3
nước thải.
Chọn tỉ lệ số mol H
2
O
2
/số mol FeSO
4
= 2 - 4 cho xử lý nước rác.
Với CODv 320 mg/l, Lượng chất oxy hóa H
2
O
2
cần thiết 0,75 - 1 lít/m
3
nước

thải, COD nước sau xử lý đạt tiêu chuẩn thải.




Thực hiện:
TS. Trần Minh Chí
18
Báo cáo chuyên đề: Các quá trình khử COD trong NRR bằng phương pháp AOP

Bảng 4. Kết quả quá trình oxy hóa mẫu nước rác
COD
sau keo tụ
= 418 mg/l
H
2
O
2
(ml/l)

FeSO
4
(mg/l)
0,5 1 2 3
750 188 - - -
1000 188 173 133
112
2000 188 168 118
106
3000 173 150 125

101
4000 168 157 113
94
5000 - 141
94 94
Với CODv 418 mg/l, lượng chất oxy hóa H
2
O
2
cần thiết 3 lít/m
3
nước thải để
đảm bảo COD nước sau xử lý đạt tiêu chuẩn thải.
COD
sau keo tụ
= 629 mg/l
FeSO
4
(mg/l) H
2
O
2
(ml/l) COD
ra
(mg/l)
2000 1 306
3000 2 228
4500 3 180
6000 4 150
7500 5 118

9000 6
72
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
300 350 400 450 500 550 600
CODo - CODr, m
g
/l
H2O2, mg/l

Hình 15. Khả năng xử lý COD theo liều lượng hoá chất oxy hoá
Kết quả thí nghiệm cho thấy:
 Lượng hóa chất phụ thuộc vào COD cần xử lý. COD càng cao thì hàm lượng
H
2
O
2
càng lớn. Tuy nhiên, tỉ lệ này không tuyến tính điều này được giải thích
bởi thành phần phức tạp của chất hữu cơ có trong nước rác, các chất dễ phân
Thực hiện:
TS. Trần Minh Chí
19
Báo cáo chuyên đề: Các quá trình khử COD trong NRR bằng phương pháp AOP

hủy sẽ được phân hủy ưu tiên và lượng H

2
O
2
tiêu hao không nhiều, còn càng
về sau để xử lý các chất khó phân hủy nhu cầu hóa chất tăng lên đáng kể.
 COD sau keo tụ 629 mg/l nếu chỉ oxy hóa một bậc thì phải dùng lượng hoá
chất là 7500mg/l phèn sắt ứng với 6 ml/l H
2
O
2
cho xử lý nước rác đạt
COD<100 mg/l. Lượng hóa chất sử dụng trong trường hợp này là quá lớn
nên cần nghiên cứu tiếp quá trình oxy hoá nhiều bậc.
 Oxi hóa một bậc có khả năng giảm COD đến tiêu chuẩn thải, nhưng khi
COD cao, lượng hóa chất tiêu hao lớn, do đó không khả thi về mặt kinh tế.

3. KẾT LUẬN
 Hiệu quả xử lý bằng chất oxy hóa đối với NRR đã ổn định hay NRR già
t
ương đối cao do chất oxy hóa có tác dụng bẻ gãy các liên kết của các chất
hữu cơ có phân tử lượng cao, chuyển chúng từ dạng hòa tan, các phức chất
thành dạng không tan và có thể dùng quá trình keo tụ để loại chúng ra khỏi
nước.
 Quá trình oxy hóa có tác dụng rất tốt đối với các chất hữu cơ có phân tử
lượng lớn hơn 500. Do vậy, có thể kết hợp quá trình xử lý sinh học với quá
trình oxy hóa để loại bỏ các chấ
t hữu cơ, nhằm đảm bảo NRR sau xử lý đạt
tiêu chuẩn thải ra nguồn.
 Việc sử dụng H
2

O
2
mang lại nhiều triển vọng trong việc xử lý NRR già vì
H
2
O
2
kết hợp với các chất xúc tác tạo ra gốc hydroxyl có khả năng oxy hóa
rất mạnh, do đó hiệu quả khử COD cũng được nâng lên rõ rệt. Đồng thời
H
2
O
2
là chất tự phân hủy nên không gây ô nhiễm môi trường thứ cấp và
không tạo ra các sản phẩm trung gian độc hại khác.
 Việc ứng dụng quá trình loại COD của NRR bằng phương pháp oxy hóa
nâng cao AOPs tuy giải quyết được chỉ tiêu thải về COD nhưng giá thành xử
lý tương đối cao.
Thực hiện:
TS. Trần Minh Chí
20
Báo cáo chuyên đề: Các quá trình khử COD trong NRR bằng phương pháp AOP

TÀI LIỆU THAM KHẢO

1. F. Wang, Daniel W.Smith, and M. Gamal El-Din – Application of Advanced
Oxidation Methods for Landfill Leachate Treatment – A review , J. Environ. Eng.
Sci./Rev. gen. sci. env. 2(6), 413-427(2003)
2. R. Stegmann, K. U. Heyer, R. Cossu – Leachate treatment- Proceedings Sardinia
2005, Tenth International Waste Management and Landfill Symposium-S.

Margherita di Pula, Cagliari, Italy, 3-7 October (2005)
3. J. L. de Morais, P. P. Zamora – Use of advanced oxidation processes to improve the
biodegradability of mature landfill leachate – J. of Hazardous Materials, Vol 123,
Issues 1-3, 181-186 (2005)
4. J.J. Wu, C.C. Wu, H.W. Ma, C.C. Chang- Treatment of landfill leachate by ozone-
based advanced oxidation processes – Chemosphere, Vol 54, N 7, 997-1003 (2004)
5. I.W.C. Lau, P. Wang, H.H.P. Fanf – Organic removal of anaerobically treated
leachate by Fenton coagulation- J. Envi. Eng. Vol 127, Issues 7, 666-669(2001)
6. R. Munter- Advanced oxidation processes- Current status and prospects – Proc.
Estonian Acad. Sci. Chem., Vol 50, N 2, 59-80(2001)
7. H. Suty, C. de Traversay, M.Coste – Applications of advanced oxidation processes:
present & future- Proceeding of the 3nd Conference on oxidation technologies for
waste and wastewater treatment, Goslaer, Germany, May 2003.
8. Nguyễn Thị Phương Loan (2007), Báo cáo nghiệm thu đề tài: “Nghiên cứu nâng
cao hiệu quả và giảm chi phí xử lý NRR”, Sở Khọc & Công nghệ Tp. HCM.
9. Nguyễn Văn Phước (2007), Báo cáo nghiệm thu đề tài: “Nghiên cứu triển khai
công nghệ xử lý nước rác bằng chế phẩm vi sinh trên giá thể Diatomit quy mô 10
m
3
/ngày.
10. Nguyễn Việt Thu (2007), Báo cáo nghiệm thu đề tài: “Hòan chỉnh quy trình công
nghệ xử lý NRR Gò Cát công suất 10 m
3
/ngày”, Sở Khoa học & Công nghệ Tp.
HCM.
11. Trần Mạnh Trí (2007), Báo cáo nghiệm thu đề tài: “Áp dụng các quy trình oxi
hóa nâng cao để xử lý NRR đã qua xử lý sinh học ở nhà máy xử lý Gò Cát, thực
hiện trên hệ Pilot 15-20 m
3
/ngày”, Sở KH&CN Tp. HCM.

Thực hiện:
TS. Trần Minh Chí
21