Embed Size (px)
Citation preview
Quá trình Fenton
Mục lục
GIỚI THIỆU VỀ PHƯƠNG PHÁP FENTON …………………………… 2
Phần I: Cơ sở lý thuyết ………………………………………………….. 4
I. Quá trình Fenton …………………………………………………….. 4
1. Quá trình Fenton đồng thể ………………………………………. 4
2. Quá trình Fenton dị thể ………………………………………….. 7
II. Các quá trình Fenton cải tiến ……………………………………….. 9
1. Fenton điện hoá ………………………………………………….. 9
2. Quang Fenton …………………………………………………… 12
3. Fenton-HA ……………………………………………………… 13
III. Những nhân tố ảnh hưởng đến quá trình Fenton ………………….. 17
1. Ảnh hưởng của độ pH …………………………………………... 17
2. Ảnh hưởng của tỉ lệ Fe2+/H2O2 và loại ion Fe (Fe2+ hay Fe3+) ….. 18
3. Ảnh hưởng của các anion vô cơ ……………………………….... 19
Phần II: Ứng dụng của phương pháp Fenton ………………………..... 21
1. Ứng dụng của Fenton trong xử lý nước thải dệt nhuộm …………..... 21
2. Ứng dụng của Fenton trong xử ký nước bề mặt nhiễm thuốc trừ sâu.. 27
3. Ứng dụng của Fenton trong xử lý nước ric bãi rác …………………..30
4. Ứng dụng công nghệ Fenton vào xử lý nước thải ở Việt Nam ……... 37
KẾT LUẬN ………………………………………………………………. 39
Tài liệu tham khảo ………………………………………………………... 40
1
Quá trình Fenton
GIỚI THIỆU VỀ PHƯƠNG PHÁP FENTON
Các qui dịnh về chất lượng nước đang ngày càng trở lên khắt khe hơn
trong nhiều thập kỷ gần đây. Cùng với xu hướng gia tăng những vấn đề đáng
lo ngại trong môi trường thì một vấn đề rất đáng chú ý là cần làm gì đối với
nước thải chứa các hợp chất hữu cơ tan, những chất mà hoặc có độc tính hoặc
khó phân hủy sinh học? trong thời gian gần đây đã có nhiều nỗ lực để giảm
thiểu lượng và tính độc của các dòng thải công nghiệp. xử lý sinh học đối với
nước thải được xem là sự lựa chọn kinh tế nhất so với các phương pháp khác.
Tuy nhiên nhiều dòng thải chứa các chất hữu cơ độc hại và khó phân hủy sinh
học thì phương pháp này lại tỏ ra không hiệu quả. Ôxi hóa nâng cao (AOPs-
Advanced Oxidation Processes) trong trường hợp này lại là một sự lựa chọn
hợp lý. AOPs là những phương pháp tạo ra một lượng lớn các chất trung gian
có hoạt tính cao, trong đó quan trọng nhất là các gốc hydroxyl có khả năng
ôxi hóa hầu hết các chất ô nhiễm hữu cơ. Trong AOPs thì quá trình Fenton và
các quá trình kiểu Fenton (Fenton- like processes) được biết đến là phương
pháp hiệu quả và không đắt cho quá trình làm sạch nước và nước thải.
Phương pháp Fenton cổ điển là công trình nghiên cứu của J.H. Fenton được
công bố vào năm 1894 trong tạp chí hội hóa học Mỹ. Trong phương pháp này
tổ hợp H2O2 và muối sắt Fe+2 được sử dụng làm tác nhân ôxi hóa rất hiệu quả
cho nhiều đối tượng các hợp chất hữu cơ và được mang tên tác nhân Fenton.
Quá trình Fenton có ưu việt ở chỗ tác nhân H2O2 và muối sắt tương đối rẻ và
có sẵn, đồng thời không độc hại và dễ vận chuyển, dễ sử dụng trong khi hiệu
quả ôxi hóa nâng cao cao hơn rất nhiều so với sử dụng H2O2 một mình. Áp
dụng quá trình Fenton để xử lý nước và xử lý nước thải có thể dẫn đến
khoáng hóa hoàn toàn các chất hữu cơ thành CO2, H2O và các ion vô cơ. Tuy
nhiên trong điều kiện đó phải sử dụng rất nhiều hóa chất làm cho chi phí xử lý
cao. Do vậy trong nhiều trường hợp chỉ nên áp dụng quá trình Fenton để phân
2
Quá trình Fenton
hủy từng phần, chuyển các chất hữu cơ không thể hoặc khó phân hủy sinh học
thành các chất mới có khả năng phân hủy sinh học nhằm có thể áp dụng thuận
lợi quá trình xử lý sinh học tiếp sau.
NHÓM THỰC HIỆN
3
Quá trình Fenton
PHẦN I : CƠ SỞ LÝ THUYẾT
I. Quá trình Fenton:
Quá trình Fenton cổ điển nói chung có hiệu quả cao trong khoảng pH
2-4, cao nhất ở pH khoảng 2,8. Do đó trong điều kiện xử lý nước thường gặp
(pH 5-9) quá trình xảy ra không hiệu quả. Đã có nhiều nghiên cứu về các
dạng cải tiến của phương pháp Fenton để tránh được pH thấp như quá trình
photon-Fenton, Fenton điện hóa … Ngoài ra còn phát sinh một vấn đề là cần
tách ion sắt sau xử lý. Những nghiên cứu về quá trình Fenton dị thể xảy ra
trên xúc tác rắn như Goethite đã giải quyết được vấn đề này đồng thời có thể
tiến hành quá trình Fenton ngay ở pH trung tính.
1.Quá trình Fenton đồng thể
Thông thường qui trình oxi hóa Fenton đồng thể gồm 4 giai đoạn:
Điều chỉnh pH phù hợp
Phản ứng oxi hóa
Trong giai đoạn phản ứng oxi hóa xảy ra sự hình thành gốc •OH hoạt tính
và phản ứng oxi hóa chất hữu cơ. Cơ chế hình thành gốc •OH sẽ được xét cụ
thể sau. Gốc •OH sau khi hình thành sẽ tham gia vào phản ứng ôxi hóa các
hợp chất hữu cơ có trong nước cần xử lý: chuyển chất hữu cơ từ dạng cao
phân thành các chất hữu cơ có khối lượng phân tử thấp
CHC (cao phân tử) +•HO CHC (thấp phân tử) +CO2 +H2O+ OH-
Trung hòa và keo tụ
Sau khi xảy ra quá trình oxi hóa cần nâng pH dung dịch lên >7 để thực
hiện kết tủa Fe3+ mới hình thành:
Fe3+ + 3OH- Fe(OH)3
Kết tủa Fe(OH)3 mới hình thành sẽ thực hiện các cơ chế keo tụ, đông tụ,
hấp phụ một phần các chất hữu cơ chủ yếu là các chất hữu cơ cao phân tử.
4
Quá trình Fenton
Quá trình lắng:
Các bông keo sau khi hình thành sẽ lắng xuống khiến làm giảm COD, mầu,
mùi trong nước thải. Sau quá trình lắng các chất hữu cơ còn lại (nếu có) trong
nước thải chủ yếu là các hợp chất hữu cơ có khối lượng phân tử thấp sẽ được
xử lý bổ sung bằng phương pháp sinh học hoặc bằng các phương pháp khác.
Cơ chế tạo thành gốc hydroxyl •OH và động học các phản ứng Fenton:
* Phản ứng giữa H2O2 và chất xúc tác Fe+2
Mặc dù tác nhân Fenton đã được biết hàng thế kỷ nay nhưng cơ chế của
phản ứng Fenton cho đến nay vẫn còn đang tranh cãi, thậm chí có ý kiến trái
ngược nhau.
Hệ tác nhân Fenton cổ điển là một hỗn hợp gồm các ion sắt hóa trị 2
(thông thường dùng muối FeSO4) và hydro peroxit H2O2, chúng tác dụng với
nhau sinh ra gốc tự do •OH, còn Fe2+ bị oxi hóa thành Fe3+ theo phản ứng:
Fe2+ + H2O2 Fe3+ + •OH + OH –
Phản ứng trên được gọi là phản ứng Fenton do ông là người đầu tiên đã
mô tả quá trình này. Phản ứng Fenton đã tiếp tục được nghiên cứu bởi nhiều
tác giả sau này, các nghiên cứu này cho thấy ngoài phản ứng trên là phản ứng
chính thì trong quá trình Fenton còn có xảy ra các phản ứng khác. Tổng hợp
lại bao gồm:
Fe2+ + H2O2 Fe3+ + •OH + OH – (1)
Fe3+ + H2O2 Fe2+ + •HO2 + H + (2)
•OH + Fe2+ OH - + Fe3+ (3) •OH + H2O2 H2O + •HO2 (4)
Fe2+ + •HO2 Fe3+ + HO2 - (5)
Fe3+ + •HO2 Fe2+ +O2 + H+ (6)
5
Quá trình Fenton
Những phản ứng trên chứng tỏ tác dụng của sắt đóng vai trò là chất xúc
tác. Quá trình chuyển 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 chủ yếu ở dạng Fe3+.
Theo Walling, C. (1975) gốc tự do •OH sinh ra có khả năng phản ứng với
Fe2+ và H2O2 nhưng quan trọng nhất là 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 theo kiểu dây chuỗi:
•OH + Fe2+ OH - + Fe3+ •OH + H2O2 H2O + •HO2
•OH + RH •R + H2O
Các gốc •R có thể oxy hóa Fe2+ , khử Fe3+ hoặc dimer hóa .
Tuy nhiên như đã nói ở trên cơ chế phản ứng Fenton, đặc biệt là sự tạo
thành các hợp chất trung gian cũng như sự hình thành gốc hydroxyl vẫn còn
nhiều tranh cãi. Kremer (1999) cho rằng các sản phẩm trung gian có thể là
phức chất Fe2+.H2O2 hydrat hóa và ion FeO2+ vì thuận lợi hơn về mặt nhiệt
động và tác nhân ôxi hóa khử là FeO2+ chứ không phải gốc hydroxyl, mặt
khác ông cũng cho rằng chất trung gian Fe2+.H2O2 có thể tham gia trực tiếp
vào quá trình oxi hóa. Tuy nhiên tuyệt đại đa số đều nhất trí cao với cớ chế
phản ứng Fenton xảy ra theo các phản ứng (1)-(6) đã nêu trên và thừa nhận
vai trò của gốc hydroxyl tạo ra trong phản ứng Fenton.
* Phản ứng giữa H2O2 và chất xúc tác Fe3+:
Phản ứng (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
6
Quá trình Fenton
hydroxyl theo phản ứng Fenton. Tuy nhiên tốc độ ban đầu của phản ứng ôxy
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 hình thành gốc hydroxyl. Như vậy về tổng thể quá trình Fenton
được xem như không phụ thuộc gì vào trạng thái hóa trị hai hay ba của các
ion sắt.
2.Quá trình Fenton dị thể:
Nhược điểm quan trọng nhất của quá trình Fenton đồng thể là phải thực
hiện ở pH thấp, sau khi xử lý phải nâng pH lên > 7 để tách các ion Fe 3+ ra
khỏi nước thải sau xử lý bằng nước vôi hoặc dung dịch kiềm nhằm chuyển
sang dạng keo Fe(OH)3 kết tủa, sau đó phải qua thiết bị lắng hoặc lọc ép để
tách bã keo Fe(OH)3, tạo ra một lượng bùn kết tủa chứa rất nhiều sắt. Vì vậy
để khắc phục nhược điểm trên nguồn sắt được sử dụng làm xúc tác đã có
nhiều công trình nghiên cứu thay thế bằng quặng sắt Goethite (-FeOOH), cát
có chứa sắt, hoặc sắt trên chất mang Fe/SiO2, Fe/TiO2, Fe/than hoạt tính,
Fe/Zeolit… quá trình này xảy ra cũng giống như quá trình Fenton đã khảo sát
ở trên nên gọi là quá trình kiểu Fenton hệ dị thể.
Fenton dị thể được phát hiện đầu tiên bởi Ravikumar et al.(1994) cho
thấy H2O2 có thể ôxi hóa các chât ô nhiễm hữu cơ như pentaclorophenol và
tricloroetylene khi có mặt cát có chứa sắt tự nhiên. Tiếp theo đã có một số
nghiên cứu sử dụng hỗn hợp H2O2 và quặng sắt loại goethite (-FeOOH) làm
tác nhân ôxi hóa để xử lý nước thải chứa các chất hữu cơ độc hại. Nước thải
sau khi ra khỏi thiết bị phản ứng không cần xử lý tách kết tủa Fe(OH)3 vì sắt
nằm trong thành phần quặng goethite dị thể. Người ta cũng đã thử nghiệm
thêm với các oxit sắt ba như -FeOOH, hematite (-Fe2O3), magnetite
(Fe3O4) …tuy nhiên tốt nhất trong số này chỉ có Goethite. Goethite là một
7
Quá trình Fenton
khoáng sản có sẵn trong thiên nhiên, hoặc cũng có thể thu được bằng tổng
hợp từ feric nitrat và kali hydroxit ở nhiệt độ cao.
Dạng ion sắt trên chất mang cũng được thử nghiệm cho thấy kết quả
làm mất mầu thuốc nhuộm rất hiệu quả khi sử dụng hệ H2O2 có mặt xúc tác
Fe/MgO.
Cơ chế quá trình dị thể kiểu như Fenton xảy ra phản ứng với H2O2 trên
quặng sắt loại goethite (-FeOOH) xảy ra theo 2 khả năng :
Phản ứng Fenton được khởi đầu bằng việc sinh ra Fe(II) nhờ sự có mặt
của H2O2 xảy ra hiện tượng khử - hòa tan goethite . sau đó xảy ra sự tái kết
tủa Fe(III) trở về goethite. Quá trình này có thể được biểu diễn theo các bước
sau:
-FeOOH(s) + 2H+ + ½ H2O2 FeII + 1/2O2 +2H2O
FeII + H2O2 Fe(III) + •HO +OH-
Fe(III) + H2O+OH- -FeOOH(s) + 2H+
Đây là một cách tiếp cận tương đối đơn giản vì thực chất quá trình như
quá trình Fenton đồng thể với khởi đẩu là xảy ra sự khử và hòa tan Fe(II) vào
dung dịch.
* Một số ưu điểm đáng chú ý của quá trình Fenton dị thể trên Goethite:
- Chất xúc tác này có thể sử dụng trong một thời gian dài mà không cần
phải hoàn nguyên hoặc thay thế, đồng thời có thể tách ra dễ dàng khỏi khối
phản ứng. Trong quá trình Fenton đồng thể, ion sắt hòa tan không thể tách ra
khỏi khối phản ứng một cách đơn giản bằng quá trình lắng lọc, chỉ có cách
dùng kiềm để keo tụ và kết tủa, sau đó lắng và lọc, sinh ra một khối lượng lớn
bùn keo tụ chứa nhiều sắt.
- Tốc độ hình thành gốc hydroxyl tăng theo độ tăng pH trong khoảng từ
5-9, trong khi đó Fenton đồng thể tốc độ giảm mạnh khi pH tăng.
8
Quá trình Fenton
- Hiệu quả oxi hóa xúc tác của goethithe không bị ảnh hưởng đáng kể
bởi nông độ cacbonat vô cơ.
II. Các quá trình Fenton cải tiến:
1.Quá trình Fenton điện hóa:
Quá trình Fenton điện hóa (E.Fenton) là quá trình Fenton sử dụng các tác
nhân phản ứng sinh ra trong quá trình điện hóa.
H2O2 được tạo ra trong quá trình điện hóa theo cơ chế sau:
Ở anốt xảy ra sự oxi hóa nước tạo ra oxi phân tử theo phương trình :
2H2O -4e O2 + 4H+
Chính oxi phân tử này lại bị khử ở catốt để tạo thành H2O2 theo phương
trình:
O2 + 2H+ +2e H2O2
Ion Fe2+ có thể bổ sung vào hệ hoặc có thể tự tạo ra khi điện phân nếu sử
dụng điện cực anốt hòa tan điện hóa (anốt hoạt động) là sắt, khi nhường
điện tử, sắt sẽ hòa tan tạo ra các ion Fe2+ vào dung dịch, làm điện cực hy
sinh trong quá trình điện phân. Đặc điểm quan trọng của qúa trình Fenton
điện hóa chính là ở chỗ khi phản ứng Fenton xảy ra giữa Fe2+ và H2O2 theo
phương trình (1) sẽ tạo ra Fe3+, chính Fe3+ này tiếp tục bị khử thành Fe2+
trực tiếp trên catot theo phương trình sau:
Fe3++e Fe2+
Do đó quá trình Fenton được liên tục tiếp diễn nhờ các quá trình điện cực xảy
ra như đã mô tả trên.
9
Quá trình Fenton
Hình: quá trình Fenton điện hóa
Hình trên cho thấy quá trình Fenton điện hóa bao gồm 2 chu trình : chu
trình oxi hóa – khử các ion sắt và chu trình oxi hóa nước và khử oxi trên các
điện cực. Trong quá trình Fenton điện hóa tùy theo cách đưa nguồn ion Fe2+
vào hệ còn phân biệt 2 quá trình: quá trình Fenton Catốt và quá trình Fenton
Anốt.
- Quá trình Fenton anốt:
Trong quá trình này, nguồn ion Fe2+ không phải đưa vào hệ, điện cực sắt được
sử dụng làm anốt và là nguồn cung cấp Fe2+, vì vậy cực anốt bị mòn dần và
trở thành điện cực hy sinh trong quá trình điện hóa. Điện cực graphít dùng
làm catốt để thực hiện quá trình khử oxi thành H2O2. Vì vậy trong quá trình
này, tác nhân Fenton (Fe2+ /H2O2) được sinh ra bằng con đường điện hóa ở
trên điện cực anốt và catốt. Trong quá trình Fenton anốt thiết bị phản ứng điện
hóa gồm 2 ngăn riêng biệt, giữa 2 ngăn nối bằng cầu nối là muối điện ly.
10
Quá trình Fenton
Quá trình Fenton anốt ưu việt hơn Fenton cổ điển vì :
Quá trình Fenton anốt thực hiện trong điều kiện trung tính. Độ pH của
nước xử lý khi đi ra cũng có thể được trung hòa bằng cách kết hợp các
dung dịch anốt và catốt ở 2 ngăn của thùng điện phân.
Không cần thêm Fe2+ vào hệ xử lý vì chúng được sinh ra liên tục nhờ sử
dụng điện cực hy sinh là sắt. Điều này có ý nghĩa thực tế rất quan trọng vì
nếu sử dụng muối Fe2+ như quá trình Fenton cổ điển sẽ gặp nhiều vấn do
chúng rất dễ hút nước và dễ bị oxi hóa khi bảo quản, hoặc nếu dùng muối
Fe3+ chúng có tính ăn mòn và oxi hóa rất mạnh.
- Quá trình Fenton catốt:
Trong qúa trình này Fe2+ được đưa vào hệ từ đầu và H2O2 được sinh ra
ngay trong hệ. Tuy nhiên về sau không cần bổ sung Fe2+ vì Fe3+ sinh ra trong
phản ứng Fenton sẽ được khử ngay trên catốt trong quá trình điện phân. Sự
khử Fe3+ để tạo ra Fe2+ và sự khử O2 để tạo H2O2 xảy ra đồng thời ở catốt với
tốc độ gần như nhau. Trong quá trình Fenton catốt thiết bị phản ứng điện hóa
là một khối không có vách ngăn cách. Điện cực anốt được chế tạo bằng các
vật liệu trơ như platin, titan phủ màng mỏng platin, trong khi đó điện cực làm
catốt là vật liện chứa cacbon.
Vì Fe2+ và H2O2 liên tục được sinh ra trong quá trình điện hóa với một
tốc độ kiểm soát được nên so với quá trình Fenton cổ điển Fenton catốt hiệu
quả cao hơn, mức độ phân hủy các chất hữu cơ cũng hoàn toàn hơn.
Những công trình nghiên cứu gần đây cho thấy cơ chế quá trình oxi hóa
điện hóa phụ thuộc vào đặc tính điện hóa hoặc đặc tính hóa học của điện cực
anốt sử dụng. Theo Rodgers et al.(1999) nếu sử dụng dioxit chì, quá trình oxi
hóa xảy ra bằng cách chuyển e trực tiếp vào điện cực, không thông qua gốc
11
Quá trình Fenton
•OH trong khi đó quá trình oxi hóa xảy ra gián tiếp thông qua gốc hydroxyl
khi sử dụng anốt là dioxít thiếc hoặc đioxit iridi.
2. Quá trình quang Fenton:
Theo phản ứng (2): Fe3+ sau khi được tạo ra sẽ tiếp tục phản ứng với
H2O2 tạo thành Fe2+, lại tiếp tục tham gia phản ứng (1). Tuy nhiên vì hằng số
tốc độ của phản ứng (2) rất thấp (k=3,1*10-3 M-1s-1) so với phản ứng (1), k=63
M-1s-1 nên quá trình phân hủy H2O2 chủ yếu do phản ứng (1) thực hiện. vì thế
trong thực tế phản ứng xảy ra với tốc độ chậm dần lại sau khi toàn bộ Fe2+ đã
sử dụng hết cho phản ứng (1) và chuyển thành Fe3+.
Các nghiên cứu gần đây cho thấy phản ứng (1) thậm chí cả phản ứng
(2) nếu đặt dưới bức xạ của ánh sáng UV hoặc lân cận UV và ánh sáng khả
kiến đều được nâng cao rõ rệt và nhờ đó có thể khoáng hóa dễ dàng các chất ô
nhiễm hữu cơ, ngay cả những chất hữu cơ khó phân hủy như các loại thuốc
trừ sâu, diệt cỏ dại. Quá trình này được gọi là quá trình quang Fenton, thực
chất là quá trình Fenton được nâng cao nhờ bức xạ của các photon ánh sáng.
- Bản chất quá trình quang Fenton:
Trong những điều kiện tối ưu của quá trình Fenton tức khi pH thấp
(pH<4), ion Fe3+ phần lớn nằm dưới dạng phức Fe3+ (OH)-2+. Chính dạng này
hấp thu ánh sáng UV trong miền 250< <400 nm rất mạnh, hơn hẳn so với
ion Fe3+. Phản ứng khử Fe3+ (OH)-2+ trong dung dịch bằng quá trình quang
hóa học cho phép tạo ra một số gốc •HO phụ thêm theo phương trình sau:
Fe3+ + H2O Fe3+ (OH)-2+ + H + Fe3+ (OH)-2+ + h Fe2+ + •HO
Tổng hợp 2 phương trình trên sẽ được:
Fe3+ + H2O + h Fe2+ + H+ + •HO (7)
12
Quá trình Fenton
Phản ứng này là phản ứng đặc trưng của quá trình quang Fenton. Tiếp
theo sau phản ứng trên sẽ là phản ứng Fenton thông thường. 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, đây chính là điểm khác biệt giữa quá trình Fenton thông
thường và quang Fenton.
So với quá trình Fenton thông thường, quá trình quang Fenton xảy ra
tạo gốc •HO được phát triển rất thuận lợi. nếu tổ hợp 2 phương trình (1) và (7)
sẽ được 2 gốc •HO tạo thành từ một phân tử H2O2. Đó chính là lợi thế ưu việt
của quá trình quang Fenton. Tốc độ khử quang hóa Fe3+ tạo ra gốc •HO và
Fe2+ phụ thuộc vào chiều dài của bước sóng ánh sáng bức xạ. Bước sóng càng
dài hiệu suất lượng tử tạo gốc •HO càng giảm.
3. Fenton- HA:[2]
Nh÷ng qu¸ tr×nh oxy ho¸ liªn quan ®Õn viÖc s¶n xuÊt
gèc hydroxyl nãi chung vµ qu¸ tr×nh Fenton nãi riªng cho
hiÖu qu¶ rÊt cao trong viÖc ph©n huû c¸c hîp chÊt h÷u c¬
trong níc bÒ mÆt, níc ngÇm hay níc th¶i c«ng nghiÖp. Tuy
nhiªn pH tèi u cña qu¸ tr×nh nµy thêng trong vïng axit
kho¶ng pH 3 nªn lµm h¹n chÕ kh¶ n¨ng øng dông cña nã
trong c«ng nghÖ m«i trêng. Nguyªn nh©n chÝnh lµ do sù kÕt
tña cña Fe(III) ë pH cao lµm h¹n chÕ qu¸ tr×nh tuÇn hoµn
Fe(III)/Fe(II). §Ó gi÷ Fe ë tr¹ng th¸i hoµ tan, c¸c nhµ khoa häc
®· vµ ®ang nghiªn cøu sö dông c¸c chelat nh©n t¹o nh»m
môc ®Ých më réng kho¶ng pH tèi u cña qu¸ tr×nh lªn vïng pH
trung tÝnh. Hîp chÊt humic lµ mét trong c¸c t¸c nh©n ®îc sö
13
Quá trình Fenton
dông nhiÒu trong c¸c hÖ thèng Fenton c¶i tiÕn (Fenton-HA)
hiÖn nay.
Hîp chÊt humic thêng gÆp trong tù nhiªn cã ph©n tö l-
îng lín do kÕt qu¶ cña sù biÕn ®æi sinh häc vµ ho¸ häc cña
c¸c vôn h÷u c¬. Hîp chÊt humic ®îc ph©n lo¹i lµ axit humic
(HA), axit fulvic (FA) còng nh humin theo tÝnh tan cña chóng.
Axit humic cã thÓ ®îc sö dông víi chi phÝ t¬ng ®èi thÊp nhê
sù ®iÒu chÕ kiÒm tõ than bïn hay than non, v× vËy nã rÊt
s½n cã ë kh¾p mäi n¬i. Bªn c¹nh chøc n¨ng lµ chelat s¾t, t¸c
dông kh¸c cña c¸c hîp chÊt humic trong hÖ thèng Fenton lµ
kh¶ n¨ng lµ mét chÊt hÊp phô c¸c hîp chÊt h÷u c¬
hydrophobic vµ lµ mét chÊt khö.
Theo c¸c nhµ khoa häc ph¶n øng ban ®Çu trong hÖ
thèng lµ cña Fe(III) vµ H2O2 víi nång ®é ban ®Çu cña Fe(III)
nhá h¬n rÊt nhiÒu so víi nång ®é cña H2O2. Bëi vËy, sù biÕn
®æi cña Fe(III) ®· ®îc cho r»ng chÝnh lµ yÕu tè giíi h¹n cña
bíc ph¶n øng t¹o ra OH* trong toµn bé qu¸ tr×nh. Trong hÖ
thèng Fenton kh«ng cã HA, tèc ®é cña ph¶n øng ®· gi¶m
mét c¸ch ®¸ng kÓ khi t¨ng dÇn pH, gi¸ trÞ pH tèi u cña qu¸
tr×nh Fenton oxy ho¸ c¸c hîp chÊt h÷u c¬ phÇn lín chóng
n»m trong kho¶ng pH 2.5 - 3.5, khi dung dÞch cã pH 5-7 sÏ
xuÊt hiÖn sù kÕt tña cña Fe (III) díi d¹ng Fe2O3.nH2O tuy nhiªn
®iÒu nµy kh«ng cßn x¶y ra ë c¸c dung dÞch cã 30 µM Fe(III)
vµ chøa HA nång ®é kho¶ng 10-100 mg/l.
HiÖu qu¶ xö lý cña hÖ thèng Fenton c¶i tiÕn trong m«i
trêng trung tÝnh ®· ®îc nghiªn cøu víi nhiÒu chÊt « nhiÔm
14
Quá trình Fenton
kh¸c nhau cho kÕt qu¶ t¬ng tù nhau vµ kh¸ kh¶ quan so víi
hÖ thèng Fenton th«ng thêng. T¹i pH 3 tèc ®é cña ph¶n øng
chÞu ¶nh hëng kh«ng ®¸ng kÓ víi sù cã mÆt cña HA. Ph¶n
øng ph©n huû benzene tiÕn hµnh trong dung dÞch kh«ng HA
vµ cã HA ë pH 3 cã h»ng sè tèc ®é kh¸c nhau kh«ng ®¸ng
kÓ, trêng hîp kh«ng HA lµ K= (9.0 ± 0.9).10-3 min-1 vµ trong
trêng hîp cã HA K = (12±2.0)10-3min-1. KÕt qu¶ nµy phï hîp
víi nh÷ng t¸c ®éng chËm do thªm HA vµ FA trong qu¸ tr×nh
ph©n huû trinitrotoluen trong hÖ thèng Fenton ë pH 3 ®· ®îc
c«ng bè n¨m 1998. Tuy nhiªn, qu¸ tr×nh ph©n huû c¸c chÊt «
nhiÔm ë pH 5- 7 ®îc t¨ng tèc ®¸ng kÓ nhê sù cã mÆt cña
HA, ®ã lµ do HA ®· t¹o c¸c phøc hßa tan víi s¾t, c¸c phøc nµy
cã kh¶ n¨ng ho¹t ho¸ H2O2. HiÖu qu¶ ph©n huû benzene sau
thêi gian ph¶n øng lµ 5 giê t¹i pH 5 cña hÖ thèng Fenton th-
êng chØ kho¶ng 35%, cßn hÖ thèng Fenton-HA lµ 95%, cßn t¹i
pH 6 hÖ thèng Fenton thêng lµ 30% trong khi ®ã cña hÖ
thèng Fenton c¶i tiÕn lµ 70%.
15
Quá trình Fenton
§å thÞ 1: ¶nh hëng cña pH ®Õn sù ph©n huû benzen trong hÖ
thèng Fenton
a) kh«ng cã HA
b) cã HA víi nång ®é 50 mg/l
∆ pH 3, □ pH 5, x pH 6,▲ pH 7
Trong nghiªn cøu cña Voelker vµ Sulzberger (1996) tèc
®é ph©n huû H2O2 bëi ph¶n øng Fenton khi thªm FA ë pH 5
x¶y ra rÊt tèt, trong khi hiÖu qu¶ kh«ng ®¸ng kÓ ë pH 3. T¸c
gi¶ cho r»ng hîp chÊt Fe(II) - fulvate ®îc t¹o nªn ë pH 5 cã
kh¶ n¨ng ph¶n øng nhanh h¬n víi H2O2 so víi c¸c hîp Fe(II)-
aquo dÉn tíi tèc ®é s¶n xuÊt gèc OH* nhanh h¬n vµ lµm hiÖu
qu¶ cña toµn bé qu¸ tr×nh ®îc t¨ng lªn. HÖ thèng Fenton
®iÒu chØnh còng cã thÓ ¸p dông ®îc cho c¸c hîp chÊt cã xu
híng thÊm ít tèt HA.
Nång ®é ban ®Çu cña Fe (III), HA vµ H2O2 cã ¶nh hëng
lín ®Õn tèc ®é ph¶n øng trong hÖ thèng Fenton c¶i tiÕn. C¸c
t¸c ®éng nµy trong ®iÒu kiÖn cã mÆt cña HA víi nång ®é lµ
50 mg/l ®îc biÓu diÔn trong b¶ng 1, tèc ®é ph¶n øng trong
c¸c hÖ thèng kh¸c nhau ®îc so s¸nh dùa trªn thêi gian ph¶n
øng cÇn thiÕt ®Ó ph©n huû 95% benzen. Khi chØ cã HA vµ
H2O2 hoÆc Fe(III) vµ HA ®îc thªm vµo dung dÞch ph¶n øng
th× tèc ®é ph©n huû benzen kh«ng d¸ng kÓ sau trong
kho¶ng 24 h, tèc ®é ph¶n øng t¨ng lªn cïng víi sù t¨ng nång
®é cña Fe(III) vµ H2O2. Nhng do b¶n th©n H2O2 ho¹t ®éng nh
lµ mét chÊt ph¸ huû gèc OH*, nªn cÇn chän nång ®é H2O2 hîp
lý cho qu¸ tr×nh ph©n huû c¸c hîp chÊt h÷u c¬ trong ph¶n
øng Fenton.
16
Quá trình Fenton
Thêi gian ph¶n øng cÇn thiÕt ®Ó ph©n huû 95% benzen trong hÖ thèng
Fenton- HA
t¹i pH 5 vµ C0HA = 50 mg/l
a) Thay ®æi C0Fe(III) khi CH2O2 lµ 65 µM
b) Thay ®æi C0H2O2 khi CFe(III) lµ 30 µM
T¸c ®éng cña nång ®é HA lªn tèc ®é ph©n huû benzen
®îc thÓ hiÖn trong ®å thÞ. T¹i nång ®é HA 10 mg/l, sau mét
giai ®o¹n chËm, ph¶n øng trë nªn nhanh h¬n mµ kh«ng cÇn
thªm HA. Nång ®é HA 10 mg/l ®ñ ®Ó gi÷ cho s¾t tån t¹i
trong dung dÞch. MÆt kh¸c, t¸c ®éng tÝch cùc cña HA lªn
ph¶n øng oxy ho¸ còng t¨ng khi t¨ng nång ®é HA. NÕu cho
HA lµ 50 hoÆc 100 mg/1, giai ®o¹n ph¶n øng chËm sÏ ng¾n
l¹i vµ 95% benzen bÞ ph©n huû sau thêi gian ph¶n øng lµ 5h
so víi 35% trong dung dÞch kh«ng cã HA. Cã kÕt qu¶ nµy lµ
v× nhê sù cã mÆt c¶ HA nªn Fe(III) kh«ng bÞ kÕt tña, kh«ng
g©y ¶nh hëng ®Õn chu tr×nh tuÇn hoµn Fe(III)/Fe(II).
17
Quá trình Fenton
§å thÞ 2: ¶nh hëng cña nång ®é HA ban dÇu ®Õn sù ph©n
huû benzen trong hÖ thèng Fenton c¶I tiÕn t¹i pH 5
∆ C0HA= 0 mg/l; x C0HA= 10 mg/l;▲ C0HA= 50 mg/l; □ C0HA= 100 mg/
III. Những nhân tố ảnh hưởng đến quá trình Fenton:[7]
1. ¶nh hëng cña ®é pH:
Trong c¸c ph¶n øng Fenton, ®é pH ¶nh hëng lín ®Õn tèc
®é ph¶n øng vµ nång ®é Fe2+ tõ ®ã ¶nh hëng rÊt lín ®Õn
tèc ®é ph¶n øng vµ hiÖu qu¶ ph©n hñy c¸c chÊt h÷u c¬.
Trong dung dÞch cã pH tõ 2-7 c¸c phÇn tö Fe(II) sÏ n»m díi
d¹ng Fe2+(aq) ; ®èi víi c¸c phÇn tö Fe(III), ë pH<3 chóng sÏ n»m
díi d¹ng Fe3+ (aq) vµ khi pH gÇn ®Õn s¸t 3 lµ d¹ng FeOH+2(aq)
vµ khi 3<pH<7 chóng ë d¹ng Fe(OH)2+
(aq). Do ®ã trong m«i tr-
êng axit sÏ rÊt thuËn lîi cho qu¸ tr×nh t¹o gèc hydroxyl tù do
HO* theo ph¶n øng sau:
Fe+2 + H2O2 = Fe3+ + OH* + OH-
18
Quá trình Fenton
Trong m«i trêng pH cao qu¸ tr×nh kÕt tña Fe3+ nhanh h¬n
qu¸ tr×nh khö cña ph¶n øng
Fe+3 + H2O2 = Fe2+ + H+ + H2O*
lµm gi¶m nguån t¹o ra Fe2+ vµ thµnh yÕu tè h¹n chÕ tèc ®é
cña ph¶n øng. Qua nhiÒu nghiªn cøu cho thÊy ph¶n øng
Fenton x¶y ra thuËn lîi khi pH tõ 3-5, ®¹t tèc ®é cao nhÊt khi
pH n»m trong kho¶ng hÑp trªn díi 3, vµ hiÖu qu¶ cµng gi¶m
dÇn khi pH t¨ng. Nh ®èi víi benzen hiÖu su©t xö lý sau 5h ë
pH 3 lµ kho¶ng 95%, ë pH 5 lµ kho¶ng 35% vµ ë pH 6 kho¶ng
20%.
®å thÞ ¶nh hëng cña pH ®Õn sù ph©n huû benzen trong hÖ
thèng Fenton
pH 3, □ pH 5, x pH 6,▲ pH 7
19
Quá trình Fenton
2. ¶nh hëng cña tØ lÖ Fe2+/H2O2 vµ lo¹i ion Fe (Fe2+ hay
Fe3+)
Tèc ®é ph¶n øng ph©n huû c¸c chÊt « nhiªm trong hÖ
thèng Fenton t¨ng khi t¨ng nång ®é H2O2, tuy nhiªn nång ®é
H2O2 l¹i phô thuéc vµo nång ®é chÊt « nhiÔm cÇn xö lý vµ ®-
îc ®Æc trng b»ng t¶i lîng COD. Theo kinh nghiÖm tû lÖ H2O-
2 /COD thêng tõ 0.5-1 (Schwarzer,H.1998).
MÆt kh¸c theo ph¬ng tr×nh (1) cho thÊy tØ thøc ph©n tö
cña ion Fe2+ vµ H2O2 b»ng 1, nhng trong thùc tÕ th× kh«ng
theo ®óng tØ lÖ nµy. Ion Fe2+ vµ H2O2 kh«ng chØ tham gia
ph¶n øng 1 t¹o ra gèc OH* mµ cßn tham gia c¸c ph¶n øng (3),
(4) kÕt qu¶ lµ lµm tiªu hao gèc OH* võa t¹o ra, do dã tØ lÖ
Fe2+/H2O2 cã ¶nh hëng lín ®Õn viÖc h×nh thµnh vµ ph©n huû
c¸c gèc OH*, chÝnh v× vËy tån t¹i mét tØ lÖ tèi u khi sö dông.
TØ lÖ tèi u nµy n»m trong mét kho¶ng réng tõ (0.3-1)/10
mol/mol tuú thuéc vµo chÊt « nhiÔm cÇn xö lý vµ ®îc x¸c
®Þnh b»ng thùc nghiÖm.
ViÖc sö dông ion Fe2+ hay Fe3+ kh«ng ¶nh hëng g× ®Õn
t¸c dông xóc t¸c cho ph¶n øng Fenton. Tuy nhiªn theo kinh
nghiÖm thùc tÕ khi sö dông H2O2 víi liÒu lîng thÊp (<10-15
mg/l) nªn sö dông Fe2+ sÏ tèt h¬n.
3. ¶nh hëng cña c¸c anion v« c¬:
Mét sè anion v« c¬ thêng cã trong níc ngÇm vµ níc th¶i
còng cã thÓ lµm gi¶m hiÖu qu¶ cña qu¸ tr×nh Fenton, ®Æc
biÖt lµ níc th¶i dÖt nhuém do trong qu¸ tr×nh nhuém sö dông
20
Quá trình Fenton
nhiÒu chÊt trî cã nguån gèc v« c¬. Nh÷ng anion v« c¬ thêng
gÆp nhÊt lµ c¸c ion cacbonat (CO32-), bicacbonat (HCO3
-), ion
(Cl-). Nh÷ng ion nµy gäi chung lµ c¸c gèc ¨n hydroxyl v×
chóng tham gia ph¶n øng víi gèc hydroxyl OH* lµm gi¶m kh¶
n¨ng tiÕn hµnh ph¶n øng oxy hãa hoÆc còng cã thÓ t¹o
thµnh nh÷ng phøc chÊt kh«ng ho¹t ®éng víi Fe(III) nh c¸c gèc
sunfat (SO42-), nitrat (NO3
-), photphat (H2PO4-) còng lµm hiÖu
qu¶ cña qu¸ tr×nh Fenton gi¶m ®i.
Ph¶n øng cña mét sè gèc thêng gÆp trong hÖ thèng
Fenton:
OH* + CO2-3 = CO3* + OH- (k= 4.2x108 M-1s-1)
OH* + HCO-3 = HCO3* + OH- (k= 1.5x107 M-1s-1)
OH* + Cl- = ClOH-* (k= 4.3x109 M-1s-1)
Ta thÊy h»ng sè tèc ®é ph¶n øng gi÷a OH* vµ ion
cacbonat lín h¬n nhiÒu so víi ion bicacbonat, v× vËy khi t¨ng
pH c©n b»ng cña cacbonat-bicacbonat sÏ chuyÓn dÞch theo
híng t¹o thµnh cacbonat, g©y bÊt lîi cho ph¶n øng oxi ho¸
n©ng cao. Trong khi ®ã, axit H2CO3 kh«ng ph¶i lµ chÊt ¨n
hydroxyl, v× vËy trong trêng hîp nÕu ®é kiÒm cao, b»ng
c¸ch chØnh pH sang m«i trêng axit ®Ó chuyÓn c©n b»ng
cacbonat-bicacbonat tõ cacbonat (¨n hydroxyl) sang axit
H2CO3 (kh«ng ¨n hydroxyl) sÏ cã thÓ lo¹i bá t¸c dông k×m h·m
tèc ®é ph¶n øng cña c¸c ion cacbonat vµ bicacbonat.
Nãi chung, c¸c ion clorua, cacbonat vµ bocacbonat thêng
cã ¶nh hëng k×m h·m tèc ®é ph¶n øng nhiÒu nhÊt, trong khi
21
Quá trình Fenton
®ã c¸c ion sunfat, phosphat hay nitrat cã ¶nh hëng ë møc ®é
thÊp h¬n.
Phần II: Ứng dụng của phương pháp Fenton trong xử lý nước
thải
1. Ứng dụng của Fenton trong xử lý nước thải dệt nhuộm[1]
Mỗi ngày trên thế giới sản xuất ra một triệu tấn và hơn 10 nghìn loại
thuốc nhuộm và màu tổng hợp, được sử dụng rộng khắp cho nhiều ngành
khoa học hiện nay ví dụ như ngành dệt, thuộc da, sản xuất giấy, công nghệ
sản xuất thức ăn, nghiên cứu nông nghiệp, điện hóa tế bào và nhuộm tóc.
22
Quá trình Fenton
Người ta ước tính rằng trong số thuốc nhuộm được sản xuất ra có
khoảng 15% bị giải phóng ra môi trường, là nguyên nhân gây ô nhiễm môi
trường nghiêm trọng. Nước thải từ các cơ sở công nghiệp chứa một lượng lớn
các chất hữu cơ, các loại thuốc nhuộm, các chất hoạt động bề mặt, dầu mỡ,
các hợp chất lưu huỳnh, dung môi, kim loại nặng, muối vô cơ và mô động
thực vật. Liều lượng của chúng tùy thuộc vào từng quá trình sản xuất và được
thể hiện qua giá trị COD, TOC cũng như độ màu. Do vậy nước thải dệt
nhuộm có thể gây rắc rối cho không chỉ về thẩm mỹ mà còn bởi vì rất nhiều
loại thuốc nhuộm và sản phẩm của nó gây nguy hại sinh học, độc đối với đời
sống sinh vật dưới nước và gây đột biến cho con người.
Có rất nhiều cách để xử lý nước thải dệt nhuộm ví dụ như đông tụ, keo
tụ, lọc màng hay hấp phụ bằng than hoạt tính tuy nhiên nó chỉ chuyển từ dạng
ô nhiễm này sang dạng ô nhiễm khác. Và cũng có rất nhiều công nghệ xử lý
nước thải dệt nhuộm để làm giảm tác động tiêu cực của nó tới môi trường bao
gồm hấp phụ các hợp chất hữu cơ và vô cơ, loại màu bằng tác nhân quang học
hoặc các quá trình oxy hóa khử hoặc phân hủy vi sinh. Tuy nhiên đó cũng
không phải là các giải pháp tối ưu bởi trong nước thải dệt nhuộm có rất nhiều
hóa chất phức tạp.
Phương pháp O3 có thể khử được màu và làm giảm độ độc của rất
nhiều loại thuốc nhuộm mặc dù một mình nó thì không loại trừ hoàn toàn
được COD từ các mẫu nước thải. Do đó mà khi dùng O3 có xúc tác thì không
những loại được màu nước thải mà còn giảm được TOC. Có rất nhiều cách
kết hợp các phương pháp xử lý với nhau ví dụ như quang phân kết hợp với
phân hủy vi sinh, UV-TiO2 kết hợp với O3, O3 hóa trước và đông tụ sau, O3
kết hợp với H2O2/UV hoặc kết hợp O3 hóa với xử lý sinh học.
Phương pháp Fenton là một công cụ khử màu hiệu quả. Phương pháp
Fenton cổ điển cho kết quả rất nhanh với khử màu, vừa phải với COD nhưng
23
Quá trình Fenton
rất chậm với khử TOC và khử độc trong nước thải dệt nhuộm. Hiện nay người
ta đã nâng cao hiệu quả của phương pháp bằng nhiều cách: H2O2/ than đá,
H2O2 và xúc tác cùng với kim loại chuyển tiếp, phương pháp Fenton có vòng
chelat trung gian và Cu(II)/ axit hữu cơ/H2O2. Trong suốt quá trình xử lý bằng
photo-Fenton chúng ta chỉ có thể quan sát được sự biến đổi màu chứ không
nhìn thấy sự phân hủy sinh học. Chúng ta có thể kết hợp giữa phương pháp
oxy hóa bằng Fenton với xử lý sinh học để khử triệt để màu và COD trong
nước thải công nghiệp dệt.
Có thể thấy oxy hóa sử dụng Fenton là một phương pháp khả thi trong
việc loại bỏ màu hoàn toàn của nước thải dệt nhuộm. Hơn nữa nó dễ dàng
thực hiện và rẻ hơn so với các phương pháp oxy hóa khác. Tuy nhiên do sự
tái hoạt hóa của gốc hydroxyl là không rõ ràng và có một số chất có xu hướng
loại bỏ chúng nên quá trình xử lý này phụ thuộc rất nhiều vào thông số và cần
được kiểm tra trước khi dùng để xử lý các loại thuốc nhuộm khác nhau.
24
Quá trình Fenton
Phương pháp Fenton có thể xử lý axit blue 74( nhóm thuốc nhuộm
indigoid), axit orange 10( hợp chất màu azo) và axit violet 19( thuốc nhuộm
triarylmethane). Quá trình khử màu diễn ra trong suốt quá trình oxy hóa. Chỉ
với tỉ lệ khối lượng thuốc nhuộm : H2O2 là 1:0.5 mà sự khử màu có thể lên
đến 96,95 và 99 đối với axit blue 74, axit orange 10 và axit violet 19. Sự loại
màu thì dễ dàng hơn so với sự khử COD.
Kết quả sự oxy hóa thuốc nhuộm 0.5 g/l bằng Fenton được thể hiện
trong đồ thị dưới đây. Đối với mỗi loại thuốc nhuộm sự chuyển hóa COD là
khác nhau phụ thuộc vào liều lượng H2O2. Với tỉ lệ khối lượng thuốc nhuộm :
H2O2 là 1:2 quá trình là tối ưu. Phần trăm COD còn lại là 37, 27, 40 đối với
lần lượt axit blue 74, axit orange 10 và axit violet 19.
Khi lượng H2O2 tăng quá cao thì không làm tăng sự phân hủy thuốc
nhuộm.Với nồng độ H2O2 cao sẽ có sự cạnh tranh giữa chất nền và H2O2 để
phản ứng với gốc hydoxyl. Do vậy ở nồng độ cao H2O2 hoạt động như một
chất ức chế của gốc hydroxyl và sản sinh ra gốc hyperoxyl có khả năng oxy
25
Quá trình Fenton
hóa thấp hơn gốc hydroxyl. Phương pháp oxy hóa Fenton có ảnh hưởng mạnh
nhất đối với sự phân hủy COD của hợp chất màu azo thấp hơn đối với
indigoid và triarylmethane.
Để xác định lại ảnh hưởng của phương pháp Fenton, tiến hành phương
pháp đông tụ với Fe3+ và oxy hóa bằng H2O2. Phương pháp đông tụ với tác
nhân là Fe2(SO4)3.xH2O cho kết quả là không loại được màu trong mẫu axit
Orange 10 và chỉ loại được tương đối màu của axit blue 74 và axit violet 19
thậm chí với liều lượng cao của Fe3+( tỉ lệ khối lượng giữa Fe3+ : thuốc nhuộm
là lớn hơn 0.6), trong khi đó với phương pháp oxy hóa bằng H2O2 nó loại
được màu hoàn toàn đối với axit blue 74 và axit violet 19. Trong trường hợp
là axit orange10, H2O2 tuyệt đối không gây một ảnh hưởng nào.
Thí nghiệm BOD đã chứng minh được khả năng phân hủy sinh học đối
với thuốc nhuộm khi sử dụng phương pháp oxy hóa dùng H2O2/Fe2+. Khi xử
lý axit blue 74 và axit violet 19 bằng Fenton thậm chí với tỉ lệ về khối lượng
giữa thuốc nhuộm: H2O2 là 1:0.5 cũng cho kết quả về tỉ lệ BOD:COD cao gấp
đôi so với các mẫu ban đầu. Với axit orange 10, với liều lượng H2O2 nhỏ thì
không gây ảnh hưởng đến sự tăng khả năng phân hủy sinh học tuy nhiên khi
tăng liều lượng của tác nhân oxy hóa từng bước đến khi tỉ lệ thuốc nhuộm :
H2O2 là 1:1 thì sẽ làm tăng giá trị tỉ lệ BOD:COD từ 0.18 đến 0.46. Điều này
có thể được lý giải là sự phân hủy của hợp chất azo trong suốt quá trình khử
màu của thuốc nhuộm tạo ra hợp chất amin thơm chỉ được phân hủy một phần
với liều lượng nhỏ của H2O2. Hợp chất trung gian này khó phân hủy sinh học
và độc hơn so với bản thân thuốc nhuộm.
26
Quá trình Fenton
Biểu đồ tỷ lệ BOD/COD ban đầu và sau xử lý ( với tỷ lệ thuốc nhuộm /H 2O2 là
1:0.5 và 1:1) với nồng độ thuốc nhuộm là 0,5 g/l
Độc tính của thuốc nhuộm trước và sau xử lý được Daphnia magna
nghiên cứu bằng thử nghiệm 24h. Kết quả cho thấy thuốc nhuộm axit orange
10 và violet 19 sau xử lý bởi liều lượng H2O2 vừa đủ đã hết độc tính. Do vậy
mà phương pháp Fenton được coi là công cụ cải thiện chất lượng nước thải
azo và triarylmethane. Còn với indigoid, liều lượng của H2O2 sẽ được điều
chỉnh rất cẩn thận phụ thuộc vào độ độc còn lại trong mẫu được xử lý bằng
Fenton.
27
Quá trình Fenton
Nói tóm lại, trong tất cả các trường hợp tỉ lệ khối lượng tối ưu giữa
thuốc nhuộm và H2O2 để xử lý nước thải dệt nhuộm bằng Fenton và tác nhân
kiểu Fenton là 1:2. Trong đó xử lý hợp chất màu azo cho hiệu quả chuyển hóa
COD là cao nhất. Với liều lượng H2O2 vừa đủ sẽ cải thiện khả năng phân hủy
sinh học của axit blue 74, axit orange 10 và axit violet 19. Với hệ thống H2O2/
Fe3+ đã gây ảnh hưởng lớn hơn so với phương pháp Fenton cổ điển. Ngoài ra
điều chỉnh pH =3 sẽ tạo ra hiệu quả xử lý tốt nhất cho mọi loại thuốc nhuộm
2. Phương pháp xử lý nước bề mặt nhiễm thuốc trừ sâu bằng Fenton[3]
Dữ liệu quan trắc gần đây của Mỹ và Châu Âu cho thấy nồng độ thuốc
trừ sâu trong nước bề mặt và trong nước ngầm là khá cao. Tùy theo mục đích
sử dụng mà thuốc trừ sâu và các sản phẩm liên quan được xác định là thuốc
trừ sâu hữu cơ, thuốc diệt cỏ, thuốc diệt nấm, chất diệt tảo, thuốc diệt động
vật gặm nhấm, và bao gồm các chất điều hòa tăng trưởng và các sản phẩm
phản ứng. Ở U.K tiêu chuẩn về thuốc trừ sâu và các sản phẩm liên quan bao
gồm 0.03 microgam/L cho aldrin, dieldrin, heptachlor và heptachlor epoxide,
0.10 microgam/l cho các loại thuốc trừ sâu khác và giới hạn tổng của chúng là
0.50 microgam/l.
Ở U.K các dòng chảy mặt quan trọng có nồng độ thuốc trừ sâu trên 0.1
microgam/l do đó để có thể cung cấp làm nước uống nó cần được xử lý. Có
thể sử dụng than hoạt tính để xử lý và tùy thuộc từng loại thuốc trừ sâu mà có
thể dùng ozon.
Có thể thay thế bằng một phương pháp khác để loại bỏ sự ảnh hưởng của
thuốc trừ sâu, đó là sử dụng Fenton và quang Fenton.
Phương pháp Fenton đã xử lý rất thành công atrazine, 2,4- D và
alachlor. Điều kiện tối ưu để xảy ra phản ứng là pH = 3 và tỉ lệ thuốc trừ sâu :
Fe(II) : H2O2 từ 1: 10: 10 đến 1:10:1000.
28
Quá trình Fenton
Loại thuốc trừ sâu trong nước bề mặt mà Fenton có thể xử lý được chia
thành 3 nhóm: MCPA, mecoprop và 2,4D. Một loạt các thử nghiệm đã diễn ra
trong phòng thí nghiệm để xác định điều kiện tối ưu của phản ứng: liều lượng,
pH và thời gian phản ứng với nước thô có nồng độ thuốc trừ sâu là 1.5
microgam/l.
Sự oxy hóa bằng Fenton diễn ra ở pH=3 với nước đề ion, còn với nước
thô diễn ra ở pH= 3,4,5,6. pH được điều chỉnh bởi axit sunfuric 2M. Nồng độ
H2O2 ban đầu là 1.53 mg/l và 15.3 mg/l và nồng độ Fe( muối sắt) là 2.5 và 25
mg/l. Sau 1, 2, 5, 10, 30, 60 phút, thêm vào 100 microlit methanol cho mỗi 1
ml dung dịch để ngừng phản ứng.
Sự phân hủy thuốc trừ sâu trong nước đề ion:
Phản ứng Fenton xảy ra với thuốc trừ sâu có nồng độ 4.52 x 10-5 M( 9-
10 mg/l) và pH = 3. Tùy theo tài liệu mà tỉ lệ thuốc trừ sâu : Fe(II) : H 2O2 có
thể là 1 : 1 :10 hay 1 : 10: 10. Ta có thể thấy rõ Sự phân hủy thuốc trừ sâu
trong nước đề ion khi sử dụng phương pháp Fenton trong đồ thị 1.
Với tỉ lệ 1:1:10 để phân hủy 50% lượng thuốc trừ sâu thì phải mất 10 phút.
Còn với tỉ lệ 1:10:10 chỉ mất có 10s và nồng độ thuốc trừ sâu còn 0.5 mg/l
sau 5 phút.
29
Quá trình Fenton
Đồ thị sự phân hủy của 2,4D, MCPA, và mecoprop trong nước đề ion:
Sự phân hủy thuốc trừ sâu trong nước bề mặt
Ảnh hưởng của Fenton đến chất lượng nước đã được thể hiện trên đồ thị dưới
đây. Ảnh hưởng của pH đối với sự chuyển hóa DOC là hoàn toàn dễ dàng ở
pH=3 có 85% chuyển hóa cho đến pH=7 là 8%.
biểu đồ phần trăm phân hủy DOC ở pH = 3, 5 và 7
30
Quá trình Fenton
Tỉ lệ thuốc trừ sâu: Fe(II): H2O2 = 1:10:10 được lựa chọn để tiến hành
thí nghiệm. Sự ảnh hưởng của pH đến nồng độ của thuốc trừ sâu được thể
hiện trên đồ thị 3. Với pH=3 và pH=7 sự chuyển hóa nồng độ thuốc trừ sâu là
rất khác nhau. Ngoài ra với 3 chất khác nhau sự chuyển hóa cũng không
giống nhau.
Sự phân hủy 2,4- D, MCPA và mecoprop tại 2 giá trị pH ở tỉ lệ
thuốc trừ sâu: Fe(II): H2O2 là 1:10:10
Nói tóm lại, trong quá trình xử lý bằng Fenton, tỉ lệ thuốc trừ sâu :
Fe(II): H2O2 là rất quan trọng. Khi tăng hàm lượng Fe(II) lên 10 lần thì sẽ
làm tăng tốc độ phản ứng và kết thúc sự chuyển hóa thuốc trừ sâu chỉ trong 5
phút.
Sự chuyển hóa thuốc trừ sâu trong nước bề mặt còn phụ thuộc vào
pH( pH=3 và pH=7). Ở pH=7 chuyển hóa được 16% mecoprop và 34%
MCPA. Sự chuyển hóa DOC cao hơn ở pH thấp, từ 50-87%.
Khi so sánh sự phân hủy thuốc trừ sâu trong nước đề ion và nước bề
mặt, nó không có sự khác nhau rõ rệt ngoại trừ MCPA. Ở pH=3 và với tỉ lệ
thuốc trừ sâu: Fe(II): H2O2 là 1:10:10 MCPA trong nước đề ion bị phân hủy
31
Quá trình Fenton
trong 5 phút và trong nước bề mặt thì mất 10 phút. Còn với 2,4D và
mecoprop thì trong cả 2 trường hợp đều mất có 5 phút.
Tác nhân Fenton có thể loại trừ được chỉ với lượng rất nhỏ thuốc trừ
sâu trong nước bề mặt nhưng chỉ với pH axit. Sau 30 phút xử lý hỗn hợp cả 3
loại thuốc trừ sâu trong nước bề mặt ở pH=3 và 4 thì nồng độ còn lại của mỗi
loại nằm dưới giới hạn phát hiện( 0.05microgam/l). Ở pH =5 thì không
chuyển hóa được hết và nồng độ của cả 3 loại thuốc còn lại trong nước có thể
đo được ( 0.49 microgam/l cho 2,4D và 0.3 microgam/l cho MCPA và 0.34
microgam/l cho mecoprop).
3.Ứng dụng Fenton trong quá trình xử lý nước ric của bãi chôn lấp:[5]
Chôn lấp là một bước trong kế hoạch quản lý rác thải tuy nhiên nếu
trong một thời gian dài nó có thể tạo ra các chất độc hại cho môi trường.
Nước rích bao gồm nước mưa thấm qua các lớp rác và bản thân nước sẵn có
trong bãi chôn lấp. Nó bao gồm một lượng lớn hợp chất hữu cơ, kim loại nặng
và muối vô cơ. Kết quả là nó sẽ gây ô nhiễm môi trường nghiêm trọng nếu
không được xử lý trước khi thải ra môi trường. Phương pháp oxy hóa có thể
sử dụng để loại trừ ảnh hưởng của các chất có hại và hợp chất hữu cơ độc.
Fenton( H2O2/ Fe2+) sẽ được áp dụng để xử lý nước rích từ bãi chôn lấp ở phía
bắc của Tây ban Nha. Kết quả là đã loại bỏ được màu hoàn toàn và chuyển
hóa được khoảng 70% COD.
Việc lấp đầy bãi chôn lấp cùng với rác thải đô thị và công nghiệp là rất
quan trọng và tuyệt đối cần thiết cho hệ thống quản lý rác thải ở châu Âu và
thế giới. Một trong các vấn đề nghiêm trọng nhất về môi trường đó là nước
rích từ các bãi chôn lấp chứa một lượng lớn các hợp chất hữu cơ, amoniac,
muối vô cơ và kim loại nặng. Nước rích từ bãi chôn lấp là một loại nước thải
bao gồm rất nhiều thành phần phức tạp. Tùy thuộc vào loại chất thải rắn và
tuổi thọ của bãi chôn lấp mà xác định được nồng độ của các hợp chất hữu cơ.
32
Quá trình Fenton
Nước rích của bãi chôn lấp trẻ bao gồm một lượng lớn axit béo bay hơi tự do,
COD, BOD, NH3-N và alkalinity cao trong khi đó trong bãi chôn lấp tuổi thọ
cao hoặc bãi trẻ đã được xử lý sinh học bao gồm một lượng lớn phân tử chất
hữu cơ độc hại. Kết quả cho thấy loại nước rích này có giá trị COD cao, BOD
thấp, NH3-N và alkalinity khá cao. Phương pháp xử lý sinh học có thể được
sử dụng để loại trừ số lượng lớn chất hữu cơ có khả năng phân hủy sinh học,
nhưng hầu hết rác thải lại bao gồm rất nhiều các chất ngăn chặn, kìm hãm
hoặc độc đối với quá trình xử lý sinh học do đó các phương pháp như ngưng
tụ, đông tụ, oxy hóa hóa học hoặc lọc màng lại được áp dụng
Theo truyền thống, sự phân hủy của các hợp chất hữu cơ và sự chuyển hóa
nitrogen có thể được thực hiện bởi phương pháp AOPs. AOPs được sử dụng
để làm tăng khả năng phân hủy sinh học của rác thải bao gồm các loại hợp
chất hữu cơ khác nhau mà khó phân hủy sinh học hoặc độc cho các vi sinh
vật.
Tác nhân Fenton với sự kết hợp của H2O2 và muối sắt II là một trong
các AOPs. Phản ứng Fenton có khả năng phân hủy hoàn toàn chất hữu cơ
trong các loại nước rác khác nhau. Nó có thể tiến hành ở nhiệt độ bình thường
và không có yêu cầu nào về ánh sáng. Tác nhân này có hiệu quả rõ ràng, dễ
dàng lưu kho và an toàn.
Việc sử dụng Fenton để làm giảm BOD và COD trong nước rích bãi
chôn lấp đã được đề cập trong các tài liệu tuy nhiên cần chú ý trong các
trường hợp khi nước rích chứa các hợp chất đặc biệt.
Trong phương pháp này, quá trình Fenton được nghiên cứu cho việc xử
lý nước rác từ các bãi chôn lấp chất thải sinh hoạt tại Cantabiria (miền Bắc
của Tây Ban Nha) như là một phương pháp riêng lẻ, hoặc có thể đi kèm với
các phương pháp khác. Thành phần trung bình của nước rác được cho dưới
bảng sau:
33
Quá trình Fenton
Thủ tục thí nghiệm:
Các thí nghiệm được tiến hành trong bình thủy tinh hình trụ 1 lít. Sử
dụng một thanh khuấy từ để đảo trộn hoàn toàn. Rất nhiều thí nghiệm đã được
thực hiện như sau:
Nước rác được lọc với cái lọc 0,45 m
0,75 lít của nước rác này được đưa vào thiết bị phản ứng, pH được điều
chỉnh bởi H2SO4 95-97%. Gía trị ban đầu của pH là 3-3,5 vì phản ứng
oxi hóa Fenton xảy ra hiệu quả nhất ở điều kiện môi trường axit.
Nồng độ Fe2+ được điều chỉnh bởi viêc thêm 1 lượng cần thiết
FeSO4.7H2O.
Thêm vào dung dịch trên dung dịch H2O2 35% .
Sau phản ứng, quá trình trung hòa được thực hiện sử dụng dung dịch
NaOH 2M để kết tủa ion Fe3+.
Ở giai đoạn cuối của quá trình xử lý Fenton, bùn đặc được lắng.
34
Thông sốĐơn vị
Giá trị
Nước rác ban đầu Nước rác sau tiền xử lý sinh học
Quá trình Fenton
Hình: tiến trình xử lý nước rác bằng phương pháp Fenton
Liều lượng H2O2 được giới hạn tại một tỉ lệ H2O2:COD 10-16
(mg/l:mg/l) và H2O2:Fe nằm tromg dải 62-32. Khi tỉ lệ H2O2:COD cao thì xảy
ra viêc khoáng hóa hoàn toàn các hợp chất hữu cơ.
Sự xử lý nước ric bằng Fenton
Hình biểu diễn lượng TOC và COD được xử lý trong mỗi bước của quá
trình khi nước ric bãi rác được xử lý bởi phản ứng Fenton
35
Quá trình Fenton
Hình biểu diễn sự giảm TOC và COD trong hệ thống xử lý nước ric (t= 120 phút)
Ở dòng ra TOC đã giảm đi đáng kể (94%). TOC giảm đáng kể nhất sau
giai đoạn điều chỉnh pH (77%). Mục đích điều chỉnh từ pH 8-9 (pH ban đầu)
đến pH nhỏ hơn 4, sau một khoảng thời gian ngắn, để hình thành các kết tủa.
COD giảm ít hơn, 71% , đạt được sau toàn bộ thời gian xử lý. Trong trường
hợp này, phản ứng Fenton có vai chính nhằm giảm COD (63%). Hàm lượng
COD trong quá trình Fenton được biều diễn trong biểu đồ 3, H2O2 đã bị phá
huỷ hoàn toàn khi kết thúc phản ứng.
Hàm lượng COD trong quá trình Fenton
36
Quá trình Fenton
Nếu quá trình lọc ban đầu không được thực hiện, giá trị hàm lượng
COD cuối cùng cao hơn 9% khi quá trình lọc được tiến hành. Mặc dù quá
trình Fenton có thể được thực hiện khi có mặt của các cặn, nhưng quá trình
lọc vẫn có các tác động tích cực trong xử lý tổng thể.
Nếu nước ric sau xử lý sẽ được thải vào nước bề mặt hoặc sử dụng lại
ví dụ như cho nông nghiệp, nó cần giảm độ màu. Màu được phân tích ở bước
sóng 436 nm theo tiêu chuẩn ISO 7887:1994. Lượng giảm là 63% sau phản
ứng Fenton và 97% cuối quá trình xử lý tổng thể.
Xử lý nước rác đã qua xử lý sinh học sơ bộ
Hình biểu diễn hàm lượng TOC và COD sau mỗi giai đoạn của quá
trình xử lý, khi nước nước ric khi đã qua xử lý sinh học sơ bộ
Sự giảm TOC và COD trong nước ric tiền xử lý sinh học
TOC giảm 96% tại dòng ra. Một lần nữa, sự điều chỉnh pH là giai
đoạn dẫn tới sự giảm đáng kể nhất TOC (80%). COD được loại bỏ tăng lên
đến 69%. Trong trường họp này, phản ứng Fenton là quan trọng nhất làm
37
Quá trình Fenton
giảm COD 68%. Hàm lượng COD trong suốt quá trình Fenton được biểu diễn
trong hình dưới đây. Cuối phản ứng không phát hiện ra lượng H2O2 còn dư.
Sự giảm TOC và COD trong nước ric tiền xử lý sinh học
Khi quá trình lọc ban đầu không được tiến hành, nồng độ COD cuối
cùng tăng 15 %. Trong những thí nghiệm này màu sắc cũng được phân tích và
sau phản ứng oxy hóa có thể đạt được mức độ giảm trung bình là 89% (phân
tích hấp thụ ở bước song 436 nm theo tiêu chuẩn ISO 7887:1994). Sự khử gần
như hoàn toàn (99%) sau giai đoạn trung hoà.
Hiệu suất của quá trình Fenton trong xử nước ric bãi rác đã được đánh
giá qua việc sử dụng trong bể phản ứng theo mẻ, cho thấy rằng các hợp chất
hữu cơ trong nước ric có thể bị oxy hóa thành công bởi phản ứng Fenton.
Nghiên cứu rút ra được kết luận sau:
- Sự xử lý nước ric (COD= 3100-1800 mg/l) và sử dụng lượng hoá chất
là 30000 mg/l H2O2 (H2O2/COD = 16) và 500 mg/l Fe2+. Lượng COD lớn nhất
có thể xử lý khoảng 71% giá trị ban đầu nhưng ngược lại hàm lượng TOC
được xử lý khoảng 94%.
38
Quá trình Fenton
- Đối với nước ric đã qua xử lý sinh học sơ bộ sử dụng 15000 mg/l
H2O2 (H2O2/COD = 10) và 500 mg/l Fe2+ thì COD xử lý được 69% và TOC là
96%.
- Có thể nói rằng quá trình lọc và quá trình trung hoà là các giai đoạn
có hiệu quả đặc biệt khi xử lý nước ric, mặt khác quá trình oxy hoá Fenton đạt
đến kết quả tốt hơn trong xử lý nước ríc đã qua xử lý sinh học sơ bộ.
- Sau quá trình trung hoà và kết tủa, màu xử lý hoàn toàn và nồng sắt
còn lại nhỏ hơn 2 mg/l.
4.Ứng dụng công nghệ Fenton vào xử lý nước thải ở Việt Nam
Với tình trạng ô nhiễm nước như ở Việt Nam hiện nay, phương pháp
Fenton đã được một số cơ sở ứng dụng trong xử lý nước thải. Có thể đưa ra
một số dẫn chứng cụ thể sau:
* Trung tâm công nghệ hóa học và môi trường ( Liên hiệp các Hội
khoa học kỹ thuật Việt Nam) đã nghiên cứu và áp dụng thành công công nghệ
ECHEMTECH xử lý nước thải sản xuất thuốc trừ sâu tại Công ty thuốc trừ
sâu Sài Gòn. Nhờ áp dụng quá trình công nghệ cao Fenton vào xử lý nước
thải kết hợp với phương pháp sinh học, hiệu quả phân hủy các loại thuốc bảo
vệ thực vật như thuốc trừ sâu, trừ cỏ, gốc clo hữu cơ, photpho hữu cơ... đạt
trên 97-99%. Công nghệ này cũng có thể áp dụng xử lý các loại nước thải ô
nhiễm bởi các chất hữu cơ bền vững, khó hoặc không thể phân hủy sinh học
như nước thải dệt nhuộm, hóa chất...
Sở khoa học công nghệ và môi trường thành phố Hồ Chí Minh lấy mẫu
kiểm tra xác nhận chất lượng nước thải đạt loại A theo TCVN 5945-1995, dư
lượng thuốc trừ sâu trong nước thải sau xử lý nhỏ hơn 0.01 ppm và trên cơ sở
đó đã cấp chứng nhận cho phép đưa hệ thống xử lý nước thải vào hoạt động.
39
Quá trình Fenton
Hệ thống xử lý nước thải của Công ty thuốc trừ sâu Sài Gòn đã hoạt động ổn
định từ giữa năm 2001 đến nay.
* Viện di truyền Nông nghiệp Việt Nam đã thử nghiệm ứng dụng công
nghệ mới xử lý làm sạch nước sông, kênh, rạch đã bị ô nhiễm lâu năm và xử
lý nước thải ngay trên đường cống chảy ra kênh rạch.
Hiện tượng nước bị ô nhiễm nặng ảnh hưởng tới sinh hoạt và môi
trường sống của người dân là nỗi bức xúc từ lâu, đặc biệt gần đây đã phát
hiện nước sông Tô Lịch là nguyên nhân làm rau ăn ở Thanh Trì bị nhiễm độc.
Trước tình hình đó Viện di truyền Nông nghiệp Việt Nam đã nghiên cứu ra
hoạt chất C1, C2 với tác nhân Fenton để làm sạch nước và khử mùi hôi của
nước. C1 là loại bột khi hòa lẫn trong nước sẽ tạo nên sự tăng đột ngột độ pH
và tất cả các kim loại nặng đang hòa tan sẽ chuyển sang kết tủa. C2 giúp lắng
nhanh các chất kết tủa đang lơ lửng, tác nhân Fenton là chất ôxy hóa nhanh
làm nước sạch thêm và mất mùi, cho nước đảm bảo tưới tiêu và sinh hoạt.
40
Quá trình Fenton
KẾT LUẬN
Nh×n chung c«ng t¸c qu¶n lý m«i trêng ë ViÖt Nam cßn
rÊt nhiÒu h¹n chÕ, ®Æc biÖt lµ trong viÖc xö lý níc th¶i trong
c¸c c¬ së s¶n xuÊt, ¶nh hëng rÊt lín ®Õn søc khoÎ con ngêi,
c¸c lo¹i ®éng thùc vËt thuû sinh vµ g©y « nhiÔm m«i trêng.
Do ®ã viÖc t×m ra gi¶i ph¸p ®Ó kh¾c phôc vµ gi¶m thiÓu
t¸c ®éng cña nã lµ rÊt cÇn thiÕt. Fenton cã thÓ coi lµ mét
c«ng cô h÷u hiÖu trong viÖc xö lý c¸c chÊt h÷u c¬ ®éc vµ
khã ph©n hñy. Qu¸ tr×nh Fenton u ®iÓm h¬n c¸c ph¬ng
ph¸p kh¸c ë chç t¸c nh©n H2O2 vµ muèi s¾t t¬ng ®èi rÎ vµ cã
s½n, ®ång thêi kh«ng ®éc h¹i vµ dÔ vËn chuyÓn, dÔ sö dông
vµ trong khi hiÖu qu¶ oxy ho¸ n©ng cao cao h¬n rÊt nhiÒu
so víi c¸c ph¬ng ph¸p kh¸c. Tuy nhiªn ®Ó cã thÓ sö dông mét
c¸ch hiÖu qu¶ nhÊt ph¶i tÝnh ®Õn rÊt nhiÒu c¸c yÕu tè ®i
kÌm. Ph¬ng ph¸p Fenton thêng ®îc sö dông ®Ó xö lý níc th¶I
dÖt nhuém, thuèc trõ s©u, níc rÝc b·i ch«n lÊp…
Bµi tiÓu luËn cña chóng t«i ®· ®Ò cËp ®Õn nh÷ng hiÓu
biÕt c¬ b¶n nhÊt vÒ qu¸ tr×nh xö lý nø¬c th¶i b»ng ph¬ng
ph¸p Fenton. Tuy nhiªn do ®iÒu kiÖn thêi gian vµ kinh
nghiÖm b¶n th©n cßn h¹n chÕ nªn kh«ng tr¸nh khái thiÕu
sãt. Mong thÇy vµ c¸c b¹n ®ãng gãp ý kiÕn ®Ó bµi tiÓu luËn
cña chóng t«i hoµn thiÖn h¬n.
NHÓM THỰC HIỆN
41
Quá trình Fenton
Tµi liÖu tham kh¶o
1. A. Papadopoulos 1*, D. Fatta2, A. Mentzis1- Study on the
use of Fenton’s Reagent for the treatment of refractory
organics contained in the textile wastewater- School of
Chemical Engineering, National Technical University of
Athens- 2006
2. A. Georgi, A. Schierz, F-D. Kopinke- Activation of hydrogen
peroxide by complexes of iron (III) with humic acid for
chemical degradation of organic compounds in water- UFZ
Centre for Environmental Research Leipzig- Halle GmbH,
Department of Environmental Technology-2000
3. J. MacAdam*, S.A. Parsons, P. Hillis- Treatment of a
pesticide contaminated surface water with Fenton’s – School
of Water Sciences, Cranfield University-2006
4. N. Kulik, Y. Panova, M. Trapido- The Fenton chemistry and
its combination with coagulation for treatment of dye
solutions – Department of Chemical Engineering, Technical
University of Technology-2004
5. J. Prousek*, E. Palackova, S. Priesolova, L. Markova, A.
Alevova- Fenton and Fenton- like AOPs for wastewater
42
Quá trình Fenton
treatment: From laboratory- to- plant- scale application-
Department of Environment Engineering. Faculty of Chemical
and Food Technology, Slovak Technical University-2004
6. O. Primo, M.J. Rivero, I. Ortiz- Fenton Process for the treatment of landfill
leachate-Department of Chemical Engineering, University of Cantabria,
Avda.de los Castros s/n, 39005 Santander Spain-2005
7. TrÇn M¹nh TrÝ, TrÇn M¹nh Trung- C¸c qu¸ tr×nh oxy ho¸
n©ng cao trong xö lý níc vµ níc th¶i. C¬ së khoa häc vµ øng
dông- Nhµ xuÊt b¶n khoa häc vµ kü thuËt- 2005
8. Khoa hoc.com.vn
43
