Nghiên cứu khả năng xử lý nước thải nhiễm thuốc nổ nhóm nitrophenol bằng quá trình quang fenton

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

NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC:
TS. Tô Văn Thiệp

Hà Nội - Năm 2013

ii


LỜI CẢM ƠN
Với lòng biết ơn sâu sắc nhất, tôi xin gửi lời cảm ơn tới TS. Tô Văn Thiệp,
Viện Công nghệ mới/Viện Khoa học và Công nghệ quân sự, người đã tận tình
hướng dẫn, giúp đỡ tôi hoàn thành bản luận văn này.
Xin chân thành cảm ơn GS. TSKH Đỗ Ngọc Khuê đã tư vấn phần nội dung
chuyên môn và TS. Nguyễn Văn Hoàng, ThS. Đỗ Bình Minh đã đóng góp nhiều ý
kiến quý báu cho tôi trong suốt thời gian thực hiện luận văn này.
Cảm ơn sự hộ trợ kinh phí của đề tài NIFOSTED mã số 07-2011:15 và đề tại
cấp Viện Khoa học và Công nghệ Quân sự (1012-2014) để thực hiện luân văn này.
Tôi xin bày tỏ lòng cảm ơn tới tập thể cán bộ Phòng Thực Nghiệm và
Chuyển giao công nghệ, Phòng Công nghệ Bảo vệ Môi trường và các cán bộ nhân
viên trong Viện Công nghệ mới, Viện Khoa học - Công nghệ Quân sự đã tạo điều
kiện cho tôi hoàn thành khóa luận này.
Em xin trân trọng cảm ơn các thầy, cô Khoa Môi trường - Trường Đại học
Khoa học Tự nhiên, Đại học Quốc Gia Hà Nội đã tận tình dạy dỗ và truyền đạt
nhiều kiến thức chuyên môn cho em trong suốt thời gian học tập.
Cuối cùng, tôi xin gửi lời cảm ơn tới gia đình, bạn bè và người thân đã động
viên, giúp đỡ trong suốt qúa trình đào tạo này.

Hà Nội, tháng

năm 2013

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

2.2.2.Thiết bị .............................................................................................................26
2.3. Phương pháp nghiên cứu....................................................................................28
2.3.1. Thí nghiệm đặc điểm quá trình phân hủy TNP, TNR trong môi trường nước
bằng quá trình Fenton, trong điều kiện có và không có bức xạ UV .........................28
2.3.2. Phương pháp phân tích nồng độ chất nghiên cứu ...........................................29
2.3.3. Xây dựng đường chuẩn xác định TNP và TNR bằng phương pháp HPLC....29

iv


2.3.4. Phương pháp xác định chỉ số COD.................................................................29
2.3.5. Phương pháp xác định hằng số tốc độ phản ứng oxi hóa nâng cao ...............30
2.3.6. Phương pháp tham khảo và kế thừa ................................................................30
2.3.7. Thiết kế thí nghiệm và giới hạn các nội dung nghiên cứu ..............................30
CHƯƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN...........................................................31
3.1. Kết quả khảo sát các đặc trưng sắc ký lỏng hiệu năng cao của TNP và TNR...31
3.1.1. Đặc trưng sắc ký lỏng hiệu năng cao của TNP và TNR .................................31
3.1.2. Xây dựng đường chuẩn xác định TNP và TNR bằng phương pháp HPLC ........32
3.2. Nghiên cứu đặc điểm quá trình phân hủy nitrophenol trong môi trường nước
bằng quá trình Fenton, trong điều kiện không có bức xạ UV...................................33
3.2.1. Khảo sát đặc điểm chung sự phân hủy của TNP bằng tác nhân Fenton .........33
3.2.2. Khảo sát đặc điểm sự phân hủy của TNR .......................................................42
3.3. Nghiên cứu đặc điểm quá trình phân hủy Nitrophenol trong môi trường nước
bằng hệ UV-Fenton. ..................................................................................................47
3.3.1. Khảo sát đặc điểm quá trình phân hủy TNP trong môi trường nước bằng hệ
UV- Fenton................................................................................................................47
3.3.2. Khảo sát đặc điểm quá trình phân hủy TNR trong môi trường nước bằng hệ
UV- Fenton................................................................................................................56
3.4. Áp dụng thử phương pháp quang Fenton để xử lý mẫu nước thải công nghiệp
nhiễm nitrophenol (điều kiện phòng thí nghiệm)......................................................60

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

Hình 3.14. Sự phụ thuộc hiệu suất phản ứng vào pH........................................................................ 44
Hình 3.18: . Ảnh hưởng của tỷ lệ H2O2/Fe2+ đến hiệu suất phân hủy TNP (pH=3,t=60 phút,
T=30oC....................................................................................................................................................... 48
Hình 3.19. Sự phụ thuộc của hiệu suất vào pH................................................................................... 49
Hình 3.21. Ảnh hưởng của cường độ bức xạ UV tới hiệu suất phân hủy TNP trong hệ NP/UVFenton (pH=3, T=30 oC, CH2O2= 3,5.10-3M,CTNP= 30 mg/l )........................................................... 50

vi


Hình 3.22. Ảnh hưởng của nhiệt độ đến hiệu suất và tốc độ phân hủy TNP trong hệ
TNP/UV-Fenton (t=5 phút)............................................................................................................... 51
Hình 3.23. Sự phụ thuộc -ln(C/Co) vào thời gian phân huỷ của TNP(Co=49,1 mg/l) ở 30oC
(a), 40oC (b) và 50oC (c).......................................................................................................................... 53
Hình 3.24. Sự phụ thuộc -ln(k’ TNP) vào 1/Tx103............................................................................ 54
đối với hệ TNP/UV-Fenton................................................................................................................... 54
Hình 3.25. Đồ thị phụ thuộc -ln (C/Co) – t đối với các hệ TNP/ Fenton (a)và ........................... 55
TNR/ UV-Fenton (b), pH=3; T =30oC................................................................................................. 55
Hình 3.26. Ảnh hưởng của tỷ lệ H2O2/Fe2+ đến hiệu suất phân hủy TNR trong hệ UVFenton (t=30 phút)................................................................................................................................... 57
Hình 3.27. Sự phụ thuộc của hiểu suất phân hủy TNR vào pH (t=40 phút) .................. 58
Hình 3.29. Sắc đồ HPLC của mẫu nước thải dây chuyền sản xuất TNR tại Nhà máy
Z/TCCNQP............................................................................................................................................... 61
Hình 3.30. Sắc đồ HPLC của mẫu nước thải dây chuyền sản xuất TNR sau khi xử lý qua hệ
TNR/Fenton (a) và hệ TNR/UV-Fenton (b)....................................................................................... 62

vii


DANH MỤC BẢNG
Bảng 1.1. Các quá trình oxi hóa nâng cao dựa vào gốc hydroxyl *OH ....................5
Bảng 1.2. Các phản ứng chủ yếu trong quá trình Fenton [30] ..................................8

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

Bảng 3.15. 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 UV-Fenton (1,75.10-4M Fe2++
3,5.10-3M H2O2).......................................................................................................58
Bảng 3.16. Sự biến đổi nồng độ TNR theo nhiệt độ ở môi trường pH=3...............59
(C0TNR = 199,05 mg/l, CH2O2 = 3,5.10-3M, CFe(II) = 1,75.10-4M, pH=3) ....................59
Bảng 3.17. Kết quả phân tích nước thải tại Nhà máy Z/TCCNQP .........................60
Bảng 3.18. Kết quả phân tích mẫu nước thải sản xuất TNR sau khi xử lý qua 2 hệ
TNR/Fenton và TNR/UV-Fenton (CTNR nước thải = 298,92 mg/l, pH=3, CH2O2=3,75
x10-3, CFe(II) =1,75x10-4, T=300C)............................................................................61

ix


I. MỞ ĐẦU
Các hợp chất phenol và đặc biệt là các dẫn xuất nitro và clo của chúng đều
thuộc loại các hợp chất hữu cơ bền vững và có độc tính cao với môi trường [34].
Chính vì vậy, chúng là các đối tượng đã và đang được nhiều nhà khoa học trong và
ngoài quan tâm nghiên cứu. Các hợp chất phenol thường có trong nước thải một số
ngành công nghiệp như lọc hóa dầu, sản xuất bột giấy, sản xuất phân bón, thuốc bảo
vệ thực vật, thuốc nhuộm [34]. Đặc biệt trong ngành công nghiệp quốc phòng, nước
thải của một số dây chuyền sản xuất như sản xuất thuốc mồi nổ diazodinitrophenol
(DDNP), chì stypnat cũng chứa một số hợp chất nitrophenol có độc tính cao với
môi trường như: 4-nitrophenol (NP);2,4-dinitrophenol (DNP); 2,4,6-trinitrophenol
(TNP) và 2,4,6-trinitrorezocxin (TNR) [5].
Hiện nay để xử lý các hợp chất nitrophenol người ta đã thử nghiệm áp dụng
nhiều giải pháp công nghệ khác nhau như sử dụng chất hấp phụ [3,9,19], các
phương pháp sinh học [21], các tác nhân oxi hóa và oxi hóa nâng cao [24]. Tuy
nhiên các kết quả nghiên cứu thực tế trong thời gian qua ở trong nước lại cho thấy

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

của các hợp chất nitrophenol tập trung chủ yếu vào 2 hợp chất là: 2,4,6trinitrophenol (TNP) và 2,4,6-trinitrorezocxin (TNR), trên bằng tác nhân oxi hóa
Fenton trong điều kiện có bức xạ UV.
3. Áp dụng thử nghiệm phương pháp UV-Fenton để xử lý mẫu nước thải
công nghiệp nhiễm nitrophenol trong điều kiện phòng thí nghiệm.
Cấu trúc của luận văn bao gồm:
Phần mở đầu: Giới thiệu ý nghĩa, mục tiêu và nội dung luận văn
Chương 1: Tổng quan.
Chương 2: Đối tượng và phương pháp nghiên cứu.
Chương 3: Kết quả và thảo luận
Kết luận
Tài liệu tham khảo

2


CHƯƠNG I. TỔNG QUAN
1.1. Khái quát quá trình oxi hóa nâng cao
1.1.1. Khái niệm về tác nhân oxi hóa nâng cao *OH và quá trình oxi hóa nâng
cao trên cơ sở *OH
1.1.1.1. Đặc điểm và tính chất của tác nhân oxi hóa nâng cao *OH
Khái niệm chung về quá trình oxi hóa nâng cao trên cơ sở *OH đã được đề
cập đến trong nhiều tài liệu đã công bố [24-26,33,42,47,49,50,51,52]. Gốc tự do
được tạo thành từ sự tách ra hai phần bằng nhau của liên kết hai electron, ví dụ như
khi quang phân H2O2 sẽ thu được 2 gốc tự do *OH (gọi tắt là gốc *OH) như sau:
H2O2+ hv

HO* + *OH

(1.1)

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)

- Phản ứng tách hydrogen từ các hợp chất no hoặc không no, tạo thành nước
và gốc mới hoạt động:

*OH + CH 3 -CO-CH 3 → *CH 2COCH 3 + H 2O

(1.3)

- Phản ứng trao điện tử tạo ra gốc ion mới hoạt động:

*OH + CH 3 -S-C6 H 5 → [CH 3 -S-C6H 5 ] + * + OH −

(1.4)

Quá trình phản ứng tiếp tục phát triển nhờ các gốc tự do mới sinh ra theo kiểu
phản ứng dây chuỗi cho đến khi vô cơ hóa (khoáng hóa) hoàn toàn hoặc dây chuỗi
bị đứt.
Mục đích mong muốn cuối cùng của quá trình oxi hóa các chất ô nhiễm trong
nước và nước thải là để "vô cơ hóa" hoặc "khoáng hóa", tức chuyển hóa các chất ô
nhiễm hữu cơ thành các chất vô cơ đơn giản và không độc hại.
Đặc điểm chung của phản ứng oxi hóa bằng các tác nhân oxi hóa thường dùng
là không thể xảy ra với mọi chất và không thể xảy ra triệt để, trong khi đó đặc trưng
quan trọng của gốc *OH là hầu như không chọn lựa khi phản ứng với các chất khác
nhau để oxi hóa và phân hủy chúng.
Hầu như tất cả các hợp chất hữu cơ đều bị gốc hydroxyl *OH oxi hóa với tốc
độ nhanh hơn so với ozon - một chất oxi hóa mạnh nhất trong số các chất oxi hóa
thông dụng - từ hàng nghìn đến hàng tỉ lần. Thí dụ đối với các hợp chất phenol hằng
số tốc độ phản ứng so với O3 là 10-3 M-1s-1, trong khi đó của *OH là 109 đến 1010.
1.1.1.3. Phân loại các phản ứng oxi hóa nâng cao trên cơ sở tác nhân*OH
Do gốc tự do hydroxyl *OH có khả năng oxi hóa rất mạnh, tốc độ phản ứng

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+

H2O2 + Fe2+

Fe3+ + OH- + *OH

Fenton (Fenton
Process)

2

H2O2/Fe3+(ion)

Fe3+(ion) + H2O

và năng lượng

Fe2+ + H*
(λ > 300 nm)
2+

Fe3+ + OH- + *OH

H2O2 + Fe
H2O2/Fe3+(phức)

Fe3+(phức)

và năng lượng

(phức)

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+

Fe (phức)
(λ > 300 - 500 nm)
4

H2O với anot Fe

1/2O2 + H2O

Fenton điện hóa

Năng lượng điện hóa

và năng lượng
điện hóa
5

H2O2 và O3

2*OH

(Electrochemical
Fenton Process)

H2O2 + 2O3

2*OH + 3O2

5

Peroxon (Peroxone

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

Oxi hóa điện hoá
(Electrochemical
Oxidation Process)

8

H2O và năng

H2O

lượng siêu âm
9

Năng lượng siêu âm*OH

+ *H

(20 - 40 kHz)

(Ultrasound Process)

H2O và năng
lượng cao (tia γ,

Quá trình siêu âm
Quá trình bức xạ

H2O

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

2 *OH

(UV/Oxidation
Process, UVOP)

(λ = 200 nm)

(UV/H2O2)
11

O3 và năng

H2O + O3

lượng photon

2*OH + O2

(UV/Oxidation

(λ = 253,7 nm)

UV
12

13

Process) (UV/O3)

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

lượng photon

H2O

UV chân không

*OH + *H
(λ < 190 nm)

(VUV/Oxidation
Process)

(VUV)
14

e- + h+

TiO2 và năng

TiO2

lượng photon

(λ > 387,5 nm)

dẫn (Semiconductor

UV

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

không khí; hoặc phản ứng oxi hóa có sự tham gia của chất xúc tác là phức Fe (III)TAML/H2O2. Các phản ứng này cũng sinh ra các tác nhân oxi hóa mạnh là gốc
*OH (hệ Feo/O2 hoặc Feo/Ligan-O2) hoặc tác nhân oxy hóa dạng oxo kim loại (hệ
Fe (III)-TAML/H2O2). Hiện nay các nhà khoa học ở nhiều nước trên thế giới đang
rất quan tâm nghiên cứu các tác nhân và phản ứng oxi hóa nâng cao này do chúng
có được nhiều ưu điểm hơn so với các tác nhân và phản ứng oxi hóa nâng cao
truyền thống vì có khả năng oxi hoá mạnh ngay ở nhiệt độ, áp suất thường, trong

7


vùng pH rộng, thời gian sống lâu dài, sản phẩm chuyển hoá là những hợp chất
không gây ô nhiễm thứ cấp.

1.1.2. Đặc điểm quá trình oxi hóa Fenton
1.1.2.1. Phản ứng tạo gốc *OH trong quá trình Fenton [26]
Hệ tác nhân Fenton cổ điển là một hỗn hợp gồm các ion sắt hóa trị 2 (thông
thường dùng muối FeSO4) và hydrogen peroxit H2O2, chúng tác dụng với nhau sinh
ra các gốc tự do hydroxyl *OH, còn ion Fe2+ bị oxi hóa thành ion Fe3+
Fe2+ + H2O2

Fe3+ + *OH + OH-

(Phản ứng 1 trong Bảng 1.1)

Phản ứng này được gọi là phản ứng Fenton do Fenton là người đầu tiên đã
mô tả quá trình này (năm 1894).
Những phản ứng có thể xảy ra trong quá trình Fenton và hằng số tốc độ các
phản ứng đã được nhiều tác giả xác định như sau (Bảng 1.2).
Bảng 1.2. Các phản ứng chủ yếu trong quá trình Fenton [30]

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

63

Gallard, 1998

≤ 3.10-3

Pignatello, 1992

3.108

Dorfman, 1973

3,3.107

Butxon, 1988

1,2.106

Rush, 1985

2.103

Rush, 1985

Những phản ứng trên chứng tỏ tác dụng của sắt đóng vai trò là chất xúc tác.
Quá trình khử Fe3+ thành Fe2+ như mô tả trong phản ứng (2) xảy ra rất chậm, hằng
số tốc độ k rất nhỏ so với phản ứng (1), vì vậy sắt tồn tại sau phản ứng chỉ ở dạng
Fe3+.

8

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

(1.6)

*R + Fe3+

Fe2+ + "sản phẩm"

(1.7)

*R + *R

"sản phẩm" (dimer)

(1.8)
2+

Gốc *HO2 có thể tác dụng trở lại với Fe và Fe3+ theo kiểu như sau:
*HO2 + Fe2+
3+

*HO2 + Fe

HO2- + Fe3+

(Phản ứng 5 trong bảng 1.2)
2+

H+ + O2 + Fe

(Phản ứng 6 trong bảng 1.2)

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

Fe2+ + *HO2
(1.10)

(1.9)


Do đó về tổng thể, quá trình Fenton được xem như không phụ thuộc vào
trạng thái hóa trị 2 hay 3 của các ion sắt.
Mô hình động học chung của phản ứng phân hủy một số hợp chất hữu cơ
bằng tác nhân Fenton đã được một số tác giả nghiên cứu [54]. Theo Walling H2O2
tác dụng với Fe2+ để tạo ra *OH (theo phương trình (1), Bảng 1.1)
H2O2 + Fe2+

Fe3+ + OH- + * OH, k1 = 76 M-1s-1

Sản phẩm của phản ứng là ion Fe3+, *OH và OH-. Gốc *OH sinh ra từ phản
ứng trên có thể tác dụng với một loạt các hợp chất hữu cơ (RH). Cơ chế phân hủy
các hợp chất hữu cơ RH bằng *OH trong phản ứng Fenton và sự tái sinh xúc tác
Fe2+ sẽ xảy ra theo phương trình (1.11)-(1.17) [54]
HO* + RH

H2O + R*

(1.11)

R* + Fe3+

R+ + Fe2+

(1.12)

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+

+ HO2* + H

+

HO2* + H2O
2+

Fe

(1.14)
(1.15)
(1.16)

+ O2 + H

+

(1.17)

*OH là tác nhân oxi hóa không chọn lọc và có thể tác dụng với số lượng lớn
các chất hữu cơ ô nhiễm. Phương trình tốc độ phản ứng bậc hai oxi hóa hóa học
Fenton có dạng sau: [39]
dCRH/dt=-kRH.CRH.COH

(1.18)

Ở đây CRH là nồng độ chất hữu cơ RH, C*OH là nồng độ gốc *OH còn kRH là
hằng số tốc độ bậc hai. Trong trường hợp nồng độ *OH lớn hơn nhiều lần so với
CRH, phương trình (1.18) có thể chuyển thành phương trình giả bậc nhất (1.19)

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

phụ thuộc vào nồng độ chất ô nhiễm cần xử lý, đặc trưng bằng tải lượng COD. Theo
kinh nghiệm, tỉ lệ mol /mol H2O2 : COD thường là 0,5 - 1: 1 [55].
Như đã phân tích ở trên, việc sử dụng ion Fe2+ hay Fe3+ không ảnh hưởng gì
đến tác dụng xúc tác cho phản ứng Fenton. Tuy nhiên khi sử dụng H2O2 với liều
lượng thấp (< 10 - 15 mg/l H2O2) nên sử dụng Fe2+ sẽ tốt hơn.
c) Ảnh hưởng của các anion vô cơ
Một số anion vô cơ thường có trong nước ngầm và nước thải cũng có thể làm
giảm hiệu quả của quá trình Fenton, đặc biệt trong nước thải dệt nhuộm vì trong quá
trình nhuộm sử dụng rất nhiều hóa chất trợ (auxiliary chemicals) có nguồn gốc vô
cơ. Những anion vô cơ thường gặp nhất là những ion cacbonat (CO32-), bicacbonat
(HCO3-), ion clo (Cl-), những ion này sẽ tóm bắt các gốc hydroxyl *OH làm hao tổn
số lượng gốc hydroxyl, mất khả năng tiến hành phản ứng oxi hóa hoặc cũng có thể
tạo thành những phức chất không hoạt động với Fe (III) như các gốc sunfat (SO42-),

11


nitrat (NO32-), photphat (H2PO4-) cũng làm cho hiệu quả của quá trình Fenton giảm
đi.
Nói chung các ion clorua, cacbonat và bicacbonat thường có ảnh hưởng kìm
hãm tốc độ phản ứng nhiều nhất, trong khi đó các ion sunfat, photphat hay nitrat có
ảnh hưởng ở mức độ thấp hơn.
1.1.3. Đặc điểm quá trình Quang Fenton
1.1.3.1. Khái niệm chung về quá trình quang phân trực tiếp và gián tiếp
Dưới tác dụng của bức xạ UV, các chất hữu cơ ô nhiễm trong nước có thể hấp
thu trực tiếp quang năng này, chuyển sang trạng thái bị kích thích (RXkt) có năng
lượng cao và sau đó bị phân hủy [53]. Quá trình này được gọi là quá trình quang
phân trực tiếp các chất ô nhiễm. Các phản ứng trong quá trình quang phân trực tiếp
có thể xảy ra các kiểu sau đây:
RX + hv

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)

Phản ứng (1.21-1.23) là phản ứng ưu thế trong quá trình quang phân trực tiếp.
Các gốc R* hoặc X sinh ra từ phản ứng này có thể tiếp tục xảy ra phản ứng oxi hóa
hoặc khử tùy thuộc vào cấu trúc của chúng và tùy thuộc trong dung dịch có hoặc
không có oxi hòa tan.
Quá trình quang phân trực tiếp các chất hữu cơ bằng bức xạ UV cũng có thể
phân hủy các chất hữu cơ theo cơ chế đã xét ở trên với khởi đầu bằng giai đoạn hấp
thu năng lượng bức xạ UV và trở thành trạng thái bị kích thích. Tuy nhiên hiệu suất
lượng tử của quá trình quang phân trực tiếp thấp, hệ số hấp thu bức xạ UV không
cao nên đã hạn chế việc sử dụng phương pháp này vào xử lý các chất ô nhiễm trong
nước và nước thải.
Thay vì thực hiện quá trình quang phân trực tiếp chất ô nhiễm, nhiều công
trình nghiên cứu đã đưa thêm một số tác nhân khác là hydrogen peroxit và ozon vào

12


hệ phản ứng [29,32]. Dưới tác dụng của bức xạ UV, quá trình quang phân trực tiếp
sẽ xảy ra với các hợp chất H2O2 và O3 thêm vào vì hệ số hấp thu bức xạ của chúng
rất cao dẫn đến hình thành các gốc hydroxyl hoạt động *OH, lấn áp quá trình quang
phân trực tiếp các chất ô nhiễm. Chính nhờ khả năng oxi hóa cao của các gốc *OH
nên quá trình oxi hóa các chất ô nhiễm được xảy ra với tốc độ cao với mức độ
khoáng hóa gần như hoàn toàn. Quá trình này được gọi chung là quá trình UV oxi
hóa, là quá trình thực hiện oxi hóa chất ô nhiễm thông qua gốc hydroxyl *OH để
phân biệt với quá trình quang phân trực tiếp chất ô nhiễm khởi đầu bằng trạng thái
bị kích thích RXkt khi hấp thu quang năng.
1.1.3.2. Quá trình quang Fenton
a. Phản ứng tạo gốc *OH
Trong những điều kiện tối ưu của quá trình Fenton, tức khi pH thấp (pH < 4),
ion Fe3+ phần lớn sẽ nằm dưới dạng phức [Fe3+(OH)-]2+. Chính dạng này hấp thu
ánh sáng UV trong miền 250 < λ < 400 nm rất mạnh, hơn hẳn so với ion Fe3+. Phản

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)

Phản ứng này là phản ứng đặc trưng của quá trình quang Fenton. Tiếp theo
sau phản ứng sẽ là phản ứng Fenton thông thường (phương trình 1, bảng 1.2). Do
đó, nhờ tác dụng bức xạ của UV, ion sắt được chuyển hóa trạng thái Fe3+ sang Fe2+
và sau đó ngược lại, Fe2+ sang Fe3+ bằng quá trình Fenton thông thường tạo thành
một chu kỳ không dừng (khác với quá trình Fenton thông thường là quá trình xảy ra
chậm dần lại do Fe2+ chuyển một chiều thành Fe3+ cho đến khi không còn Fe2+ trong
dung dịch).
So với quá trình Fenton thông thường, quá trình quang Fenton xảy ra tạo gốc
*OH được phát triển rất thuận lợi. Nếu tổ hợp hai phương trình (1) (bảng 1.2) và

13


(1.43) sẽ được hai gốc *OH tạo thành từ một phân tử H2O2. Đó chính là lợi thế ưu
việt của quá trình quang Fenton [26].
b. Đặc điểm động học phản ứng oxi hóa phân hủy các chất hữu cơ trong quá
trình quang Fenton
Do phản ứng phân hủy các chất hữu cơ trong trường hợp quang Fenton vẫn
chủ yếu là dựa trên cơ sở sử dụng tác nhân oxi hóa là gốc *OH do đó về nguyên tắc
thì động học, cơ chế phản ứng oxi hóa phân hủy các chất hữu cơ bằng tác nhân
quang Fenton vẫn tương đồng với cơ chế phản ứng trong hệ Fenton cổ điển. Tuy
nhiên, so với quá trình Fenton thông thường, quá trình quang Fenton tạo gốc *OH
được phát triển rất thuận lợi [26,44,45,48].
Kết quả nghiên cứu của nhiều tác giả đã cho thấy tốc độ phân hủy và khoáng
hóa các chất hữu cơ khó phân hủy (thí dụ như các hợp chất nitramin RDX, HMX,
các hợp chất thơm khác) bằng tác nhân quang Fenton thường cao hơn từ 3 đến 4 lần
với khi sử dụng tác nhân Fenton cổ điển [44].
c. Các yếu tố ảnh hưởng tới phản ứng oxi hóa quang Fenton
Tốc độ quá trình khử quang hóa của Fe3+ tạo ra gốc hydroxyl *OH và Fe2+
phụ thuộc vào nhiều yếu tố như chiều dài của bước sóng ánh sáng bức xạ, cường độ

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.

Khác với tính chất của phần lớn các hợp chất nitro thơm là hầu như không bị
oxi hoá hoá học, các hợp chất nitrophenol có khả năng bị phân hủy bằng các tác
nhân oxi hóa, đặc biệt là các tác nhân oxi hóa nâng cao. Do có hoạt tính điện hóa
nên bằng phương pháp khử điện hoá trên catot có thể chuyển đổi các nhóm nitro
trong phân tử các hợp chất nitro phenol thành gốc amin, rồi sau đó bị oxi hoá trên
anot tạo thành các sản phẩm khử khác nhau.
1.2.1.3. Cấu tạo và tính chất của các hợp chất Nitrophenol là đối tượng
nghiên cứu của luận án.
a. Trinitrophenol (axit picric)
* Cấu tạo
- 2,4,6- trinitrophenol, viết tắt là TNP [41] có công thức phân tử: C6H3N3O7.
Khối lượng phân tử: 229,1 đvC.
* Tính chất vật lý:

15


TNP là chất tinh thể tồn tại ở hai dạng đa hình. Khi kết tinh từ dung dịch rượu
nó có dạng hình thoi, màu vàng tươi, nhiệt độ hoá rắn 121,30C và nóng chảy
122,50C. Khi nóng chảy nó thăng hoa không đáng kể, không hút ẩm. Độ tan của
TNP trong nước ở 30oC là 1,38g/l. TNP tan tốt trong dung môi hữu cơ như axeton,
ete etylic, rượu metylic, glyxerin, clorofoc, cacbon disunfua và trong môi trường
axít. Độ phân cực của TNP là 1,53D.
* Tính chất hóa học:
Về mặt hoá học, TNP mang đầy đủ tính chất của một dẫn xuất nitro thơm.
Hơn nữa trong phân tử có nhóm chức hydroxyl thể hiện các tính chất của một axít
hữu cơ, pKa=0,38. Nó phản ứng với hợp chất cacbonat tạo thành CO2 và picrat. Khi
có mặt hơi ẩm, TNP gây phân huỷ nitrat xenlulo, nitroglyxerin và amonnitrat tạo ra
axít HNO3. Do đó, không được dùng axít picric trong hỗn hợp với các cấu tử này.
Khi có mặt của hơi ẩm, TNP tác dụng được với hầu hết các kim loại, trừ thiếc

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