Nghiên cứu khả năng xử lý nƣớc thải nhiễm
thuốc nổ nhóm nitrophenol bằng một số tác
nhân hóa học, xúc tác kết hợp với sử dụng
thực vật thủy sinh Phạm Thanh Dũng Trƣờng Đại học Khoa học Tự nhiên
Luận văn ThS. ngành: Khoa học môi trƣờng; Mã số: 60 85 02
Ngƣời hƣớng dẫn: GS.TSKH. Đỗ Ngọc Khuê
Năm bảo vệ: 2012 Abstract. Nghiên cứu đặc điểm phân hủy của các hợp chất nitrophenol bằng tác
nhân Fenton (H2O2 + Fe(II) và điện phân. Nghiên cứu ảnh hƣởng của một số yếu tố
công nghệ đến khả năng phân hủy của các hợp chất Nitrophenol bằng tác nhân
Fenton (H2O2 + Fe(II) và điện phân. Khảo sát khả năng xử lý TNP và TNR bằng
thực vật thủy sinh: thủy trúc. Đề xuất quy trính xử lý đối với nƣớc thải chứa 2,4,6-
trinitrophenol (TNP) và 2,4,6-trinitrorezocxin (TNR) bằng giải pháp sử dụng tác
nhân Fenton hoặc điện phân kết hợp với thực vật thủy sinh (cây thủy trúc).

Keywords. Khoa học môi trƣờng; Xử lý nƣớc thải; Thực vật thủy sinh Content
MỞ ĐẦU

Trong quân đội, nƣớc thải do các cơ sở sản xuất thuốc phóng, thuốc nổ, sửa chữa đạn
dƣợc thƣờng chứa một số hóa chất độc hại là các thuốc nổ thuộc nhóm nitrotoluen nhƣ

cơ sở phức của Fe(III) với các ligan tetraamido mạch vòng lớn (Tetraamidomacrocylic ligan,
TAML) và H
2
O
2
(Hệ Fe-TAML- H
2
O
2
) và Fe(0)- EDTA- oxi không khì) hay hệ Fenton,… để
xử lý và chuyển hóa nhanh các hóa chất độc hại khó phân hủy.
Tuy nhiên việc nghiên cứu áp dụng các giải pháp công nghệ sử dụng tác nhân Fenton
hoặc điện phân hay kết hợp với thực vật để xử lý nƣớc thải nhiễm các thuốc nổ nitrophenol
còn rất ìt đƣợc quan tâm đến. Đây chình là căn cứ để chúng tôi đề xuất đề tài luận văn Thạc
sỹ với tên gọi:
“Nghiên cứu khả năng xử lý nước thải nhiễm thuốc nổ nhóm nitrophenol bằng
một số tác nhân hóa học, xúc tác kết hợp với sử dụng thực vật thủy sinh” Chƣơng 1. TỔNG QUAN

1.1. HIỆN TRẠNG Ô NHIỄM VÀ CÔNG NGHỆ XỬ LÝ NƢỚC THẢI NHIỄM CÁC HỢP
CHẤT NITROPHENOL
1.1.1. Nguồn ô nhiễm các hợp chất nitrophenol trong nƣớc
Hàng năm, các cơ sở sản xuất thuốc phóng, thuốc nổ quốc phòng phát sinh một lƣợng
nƣớc thải với trữ lƣợng khá lớn. Loại nƣớc thải này thƣờng chứa các thành phần có tình độc
hại cao với môi trƣờng và rất khó bị phân hủy, đặc biệt là các hợp chất nitro thơm.
Các hợp chất nitro vòng thơm là một trong những chất ô nhiễm do con ngƣời tạo ra
vừa độc hại vừa khó xử lý, chúng thƣờng có mặt trong nƣớc thải nhuộm, thuốc trừ sâu, đạn
dƣợc và một số ngành công nghệ hóa học khác. Các hợp chất nitrophenol là một trong những

bc tin vt bc trong lnh vc iu ch xỳc tỏc oxi hoỏ hiu qu nhiu tỏc nhõn ụ nhim
v thõn thin vi mụi trng. Kh nng oxi hoỏ mnh ngay nhit , ỏp sut thng, trong
vựng pH rng, thi gian sng lõu di, sn phm chuyn hoỏ l nhng hp cht khụng gõy ụ
nhim th cp.
1.1.2.3. Phng phỏp s dng thc vt
1.1.2.4. Hp ph bng than hot tớnh
1.1.2.5. Phng phỏp tng hp x lý nc thi cha cỏc hp cht nitro thm trong ú
cú cỏc hp cht nitrophenol
ó cú mt s cụng trớnh nghiờn cu trong nc tng i chi tit v x lý TNT,
DNT, DNP, TNR, trong nc thi ca ngnh cụng nghip sn xut thuc phúng, thuc n
bng hp ph (than hot tỡnh) kt hp cỏc bin phỏp sinh hc (s dng thc vt thy sinh)
trong nc v t b ụ nhim.
Ngoi ra, ó cú cụng trớnh nghiờn cu v gii phỏp s dng công nghệ tổng hợp trên
cơ sở sử dụng hệ oxi hóa kiểu Fenton (hệ Fe(0) - EDTA - oxy không khí) kết hợp vỡi thực
vật bậc cao để xử lý n-ỡc thải nhiễm hợp chất phenol (Phenol, TNR, m-NP).
1.2. C IM QU TRèNH OXI HểA FENTON
H tỏc nhõn Fenton gm cỏc ion st húa tr 2 (thụng thng dựng mui FeSO
4
) v
hydrogen peroxit H
2
O
2:

Fe
2+
+ H
2
O
2

v 4-nitrophenol (4-NP) bng tỏc nhõn Fenton v nhn thy khi t l mol gia cỏc nitrophenol
v FeCl
2
bng 3 (c bit vi t l NP:Fe
2+
l 1.10
-4
M : 3,5.10
-5
M) mc phõn hy ca 2,4-
DNP, 2-NP v 4-NP t c 90% trong khong thi gian tng ng l 3,4 v 3,5 gi.
b, Tỡnh hỡnh nghiờn cu trong nc
Cng nh cỏc cụng trớnh nghiờn cu ngoi nc, trong cỏc cụng trớnh nghiờn cu ca
cỏc tỏc gi trong nc cng ó bc u chỳ trng n cỏc i tng mụi trng c th (thỡ
d, nc thi cụng nghip) b nhim cỏc hp cht nitrophenol.

1.3. C IM QU TRèNH OXI HểA KH IN HểA PHN HY CC CHT HU
C
Chuyn húa hp cht nitro thm bng phng phỏp in hoỏ v thc cht l ngi ta
thay th tỏc nhõn oxy hoỏ - kh hoỏ hc bng tỏc nhõn oxy hoỏ - kh in hoỏ chuyn húa
hp cht nitro thm. Chng 2. I TNG V PHNG PHP NGHIấN CU

2.1. I TNG V MC TIấU NGHIấN CU
2.1.1. i tng nghiờn cu:
- Mẫu nƣớc bị ô nhiễm MNP, DNP, TNP và TNR tự tạo và mẫu nƣớc thải nhiễm
MNP, DNP, TNP, TNR.
- Đặc điểm phân hủy của các hợp chất nitrophenol bằng tác nhân Fenton và điện phân.

2
O (Merck) loại có độ sạch phân tìch.
- Đất phù sa đƣợc phơi khô tự nhiên, độ ẩm trung bính 50%.
2.3. PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
2.3.1. Thiết kế thí nghiệm
2.3.1.1. Thí nghiệm chuyển hóa các dung dịch MNP, DNP, TNP và TNR bằng các qúa
trình Fenton
 Ảnh hưởng của thời gian lên hiệu quả phân hủy
 Ảnh hưởng của hàm lượng H
2
O
2
lên hiệu quả phân hủy
 Ảnh hưởng của tác nhân Fenton lên hiệu quả phân hủy
 Ảnh hưởng của nhiệt độ, pH lên hiệu quả phân hủy
2.3.1.2. Thí nghiệm thử khả năng hấp thu và xử lý của các loài thực vật thủy sinh đối
với TNP và TNR
2.3.2. Phƣơng pháp phân tích nồng độ chất nghiên cứu
Phƣơng pháp trắc quang
Phƣơng pháp chuẩn độ Iot, chỉ thị hồ tinh bột .
Sử dụng thiết bị sắc ký lỏng hiệu năng cao (HPLC)
2.3.3. Phƣơng pháp nghiên cứu động học và xác định bậc phản ứng oxi hóa các hợp chất
nitrophenol bằng tác nhân Fenton
2.3.4. Xác định hiệu suất điện phân các hợp chất nitrophenol
Hiệu suất điện phân đƣợc tình theo công thức:
 
 
%
100
o

0
: nồng độ ban đầu chất cần xử lý (mg/l);
C
t
: nồng độ của chất cần xử lý sau t ngày xử lý (mg/l);
m: khối lượng sinh khối cây trồng (gram) (có thể tính theo thân lá và rễ);
t: thời gian xử lý (ngày);
V
dd
: thể tích dung dịch TNP và TNR sử dụng ban đầu.
2.3.6. Xác định hiệu suất xử lý TNP và TNR của các loài thực vật
 
 
%
100
0
0
C
CC
H
t
tv


(2.5)
Trong đó:
H
tv
: hiệu suất xử lý sau t ngày (%);
C

25
4,0
315
4,26
10,312
7,0
315
4,27
10,251
10,0
315
4,27
10,056
2
DNP
100
4,0
365
3,08
197,014
7,0
365
3,07
197,302
10,0
365
3,08
198,132
3
TNP

DNP, TNP và TNR cho thấy đều không bị thay đổi (về thời gian lưu và chiều cao pic) khi pH
của môi trường thay đổi. Kết quả này cũng phù hợp với kết quả đã nghiên cứu khảo sát các đặc
trưng sắc ký lỏng hiệu năng cao (HPLC) của MNP, DNP, TNP, TNR của tác giả [32].
3.1.2. Xây dựng đƣờng chuẩn xác định MNP, DNP, TNP và TNR bằng phƣơng pháp
HPLC
Kết quả xây dựng đƣờng chuẩn HPLC định lƣợng các hợp chất nitrophenol, với các
điều kiện đo ứng với mỗi chất nhƣ sau:
- Đối với MNP:
)035,1220,15().141,0561,16(  xy
, khoảng tuyến tình 0,5-250mg/l
- Đối với DNP:
)622,0427,5().147,0040,20(  xy
, khoảng tuyến tình 0,5- 100mg/l
- Đối với TNP:
)023,1564,7().241,0301,14(  xy
, khoảng tuyến tình 1,0-200mg/l
- Đối với TNR:
)920,0913,3().217,0845,16(  xy
, khoảng tuyến tình 0,5-120 mg/l
Trong đó:
y
là diện tìch pic (đơn vị diện tìch)

x
là nồng độ (mg/l).

3.2. KẾT QUẢ KHẢO SÁT KHẢ NĂNG PHÂN HỦY MNP, DNP, TNP VÀ TNR BẰNG
HỆ XÚC TÁC FENTON TRONG MÔI TRƢỜNG NƢỚC
Kết quả khảo sát cho thấy nồng độ của tất cả hợp chất nitrophenol khác nhƣ MNP, DNP
và TNR cũng đều giảm đáng kể theo thời gian sau khi bổ sung tác nhân Fenton vào dung

2
, -OH có trong phân tử, sự
có mặt của các nhóm thế khác,…). Số lƣợng nhóm NO
2
càng lớn thí tốc độ và hiệu suất phân
hủy càng nhỏ. Thì dụ, trong môi trƣờng pH = 3, đối với MNP (Bảng 3.2) hiệu suất phân hủy
đạt mức 100% sau 15 phút phản ứng; với 2,4,6-TNP: sau 45 phút (Bảng 3.2). Riêng với DNP
để đạt đƣợc hiệu suất phân hủy tƣơng tự thí phải cần đến thời gian là 60 phút (Bảng 3.2).
Sự tăng hiệu suất phân hủy TNR so với MNP, DNP và TNP có thể liên hệ với ảnh
hƣởng của sự có mặt nhóm OH- nhóm hoạt hóa thứ 2, trong phân tử TNR đã làm tăng khả
năng phân hủy nó bằng tác nhân Fenton. Kết quả khảo sát cho thâý môi trƣờng có pH=3 là
thìch hợp nhất cho phản ứng phân hủy NPs bằng tác nhân Fenton. Khi tăng pH đến pH= 5,
hiệu suất phân hủy NPs có giảm nhƣng quy luật biến đổi đối với cả 4 hợp chất đã khảo sát
vẫn giống nhƣ trong môi trƣờng pH=3 (Bảng 3.2). Khi tăng nhiệt độ dung dịch từ 20 lên
50
O
C đã phát hiện đƣợc sự tăng đáng kể hiệu suất và tốc độ phân hủy NPs. Tuy nhiên phản
ứng Fenton chỉ có ý nghĩa thực tiễn khi thực hiện trong dung dịch có nhiệt độ nằm trong
khoảng 25-35
O
C (nhiệt độ môi trƣờng nƣớc tự nhiên).

Bảng 3.2. Sự biến đổi hiệu suất phân hủy (H,%), tốc độ trung bình phân hủy (V
TB
,
mg/l/phút) của NPs bằng tác nhân Fenton trong dung dịch có pH=3 theo thời gian phản
ứng.
Thời
gian,
phút

100
11,93
95,1
10,3
95,7
6,70
100
11,84
30 98,9
5,4
99,7
6,53 45 99,4
3,6
100
4,37 60 100

mg/l/phút
H,
%
V,
mg/l/phút
H,
%
V
mg/l/phút
0
0
0
0
0
0
0
0
0
15
39,4
0,40
3,1
0,3
4,40
0,57
3,0
0,46
30
và H
2
O
2
)
thƣờng chỉ xảy ra thuận lợi và hiệu quả cao trong môi trƣờng axit yếu (pH 2- 4), cao nhất ở
pH khoảng 2,8-3,0; còn ở môi trƣờng pH>5 phản ứng không có hiệu quả. Khi pH>6 hiệu suất
phản ứng sụt giảm do sự chuyển hóa ion Fe
2+
thành hydroxit sắt (III) dạng keo. Hydroxit sắt
(III) xúc tác phân hủy H
2
O
2
thành oxy và nƣớc mà không tạo nên gốc *OH. Điều này chứng
tỏ khi sử dụng tác nhân Fenton để xử lý phân hủy các hợp chất NPs thí pH môi trƣờng cần
đƣợc duy trí ở khoảng pH = (3 – 5), tối ƣu nhất là ở pH~ 3.
Từ kết quả khảo sát có thể nhận thấy Fenton là một trong các tác nhân oxi hóa nâng cao
có thể sử dụng hiệu quả cho mục đìch xử lý các mẫu nƣớc bị nhiễm các hợp chất NPs. Tuy
nhiên phƣơng pháp xử lý nƣớc bị nhiễm NPs bằng quá trính Fenton có một hạn chế đáng kể
là không thể thực hiện hiệu quả ở điều kiện môi trƣờng có pH trung tình (pH 6-7). Do đó khi
áp dụng cho các mẫu nƣớc thực tế cần phải có công đoạn điều chỉnh pH trƣớc khi tiến hành
xử lý.
Để thử nghiệm khả năng sử dụng tác nhân Fenton để xử lý nƣớc bị nhiễm hỗn hợp các
hợp chất NPs; đã chuẩn bị dung dịch gồm bốn thành phần là: 4-NP (5.10
-4
M) +
2,4-DNP (5.10
-4
M) + 2,4,6-TNP (5.10

0,5 A/dm
2
lên 1,0 A/dm
2
và ìt thay đổi sau khi đạt mức d=1,5 A/dm
2
(Bảng 3.6). Sự tăng
nồng độ NaCl từ 0,5 đến 3 g/l hoặc tăng nhiệt độ dung dịch từ 20 đến 50
0
C cũng làm tăng tốc
độ và hiệu suất phân hủy của các hợp chất NPs. Tuy nhiên, điểm đáng lƣu ý nhất ở đây khi
cần so sánh về đặc điểm và tình ƣu việt giữa hai phƣơng pháp Fenton và điện hóa là sự ảnh
hƣởng của pH môi trƣờng và bản chất các hợp chất NPs tới hiệu suất và tốc độ phân hủy
chúng bằng tác nhân Fenton và điện hóa.
Kết quả khảo sát sự biến đổi tốc độ trung bính phân hủy các hợp chất NPs (V
TB
,
mg/l/phút) theo thời gian điện phân (ở điều kiện môi trƣờng có pH=6, d= 0,5 A/dm
2
, 3g/l
NaCl, t
O
=25
o
C) đƣợc dẫn trong Bảng 3.4.

Bảng 3.4. Sự biến đổi hiệu suất phân hủy (H,%) và tốc độ trung bình phân hủy (V
TB
,
mg/l/phút) MNP, DNP, TNP, TNR trong quá trình điện phân trong dung dịch có pH=6,

0
0
0
0
0
0
0
0
0
15
36,31
2,82
50,93
4,88
34,94
3,65
82,59
10,22
30
58,78
2,27
94,66
4,54
68,82
3,60
99,39
6,15
45
80,19
2,06

-4
M Fe
2+
+ 3,5.10
-
3
M H
2
O
2
) trong dung dịch có pH=6 . Nồng độ ban đầu NPs: 179 mg/l (NP), 163,03 mg/l
(DNP), 196,99 mg/l (TNP) và 177,6 mg/l (TNR)
Thời
gian,
phút
MNP
DNP
TNP
TNR
H,
%
V,
mg/l/phút
H,
%
V,
mg/l/phút
H,
%
V,

5,3
0,40
45 -

-
-
-
-
60 8,65
0,23
16,35
0,53
12,9
0,49
Khi tăng mật độ dòng tốc độ phân hủy điện hóa của các hợp chất NPs đều tăng và khi
d=1,5 A/dm
2
thí tốc độ phân hủy TNP và TNR đã đạt mức tƣơng đƣơng tốc độ phản ứng
Fenton, còn với MNP và DNP thí vẫn thấp hơn (Bảng 3.6).

Bảng 3.6. So sánh tốc độ phân hủy các hợp chất NPs
bằng tác nhân Fenton và điện hóa
Mật độ
dòng

4,88
10,3
3,65
6,70
10,22
11,84
1,0
3,32

8,74

4,96

11,7

1,5
6,15

8,87

6,75

12,16 Từ kết quả dẫn trong Bảng 3.6 ta nhận thấy ở điều kiện môi trƣờng pH=6 thí tốc độ
phân hủy điện hóa của các hợp chất NPs giảm dần theo dãy:
MNP < TNP < DNP < TNR
Nhƣ vậy là sự biến đổi tốc độ phân hủy điện hóa của các hợp chất NPs không tuân theo
quy luật giống nhƣ trƣờng hợp phân hủy bằng tác nhân Fenton. Nguyên nhân sự khác biệt

+ 1 bể chỉ có 4kg đất và 2 lìt dung dịch (ký hiệu mẫu ĐCĐ – Đối chứng đất).
+ 1 bể chỉ có 2 lìt dung dịch (ký hiệu mẫu ĐCN – Đối chứng nƣớc).
Kết quả nghiên cứu sự biến đổi hàm lƣợng TNP và TNR trong nƣớc chứa trong các
bể thử nghiệm khác nhau theo thời gian đƣợc trính bày trong các Bảng 3.7., Bảng 3.8 và các
Hình 3.1., 3.2. dƣới đây.

Bảng 3.7. Khả năng xử lý TNP trong các bể thử nghiệm theo thời gian
Đơn vị tính: mg/l
Ngày
TT-TNP1
TT-TNP2
ĐCĐ
ĐCN
0
60,14
59,72
59,96
60,05
1
45,16
48,76
53,27
60,05
2
33,82
41,45
46,82
60,05
3
25,64
Hình 3.1. Sự biến đổi hàm lƣợng TNP theo thời gian trong các mẫu xử lý ở điều kiện
khác nhau
Ghi chú:
TT-TNP1: Thí nghiệm thủy trúc M
SKTT
= 550g, C
0
TNP
=60,14mg/l
TT-TNP2: Thí nghiệm thủy trúc M
SKTT
= 300g, C
0
TNP
=59,72mg/l
ĐCĐ: Thí nghiệm đối chứng đất M
SKTT
= 0g, C
0

TT-TNP2
ĐCĐ
ĐCN
lý triệt để TNP trong nƣớc, còn bể TT-TNP2, sau 7 ngày hàm lƣợng TNP trong nƣớc chỉ còn
lại là 5,17 mg/l (giảm 11,55 lần so với hàm lƣợng TNP ban đầu).

Bảng 3.8. Khả năng xử lý TNR trong các bể thử nghiệm theo thời gian
Đơn vị tính: mg/l
Ngày
TT-TNR1
TT-TNR2
ĐCĐ
ĐCN
0
60,09
60,0
60,03
60,07
1
48,76
51,85
56,38
60,07
2
39,57
44,98
53,14
60,07
3
31,87

19,41
35,37
60,07
10
0,26
16,73
33,67
60,07
11
0
14,39
30,75
60,07

Hình 3.11. Sự biến đổi hàm lƣợng TNR theo thời gian trong các mẫu xử lý ở điều kiện

xử lý đƣợc hoàn toàn trong khi TNR cần 11 ngày để xử lý đƣợc hoàn toàn. Điều này có thể
đƣợc giải thìch do TNR có khối lƣợng phân tử lớn hơn TNP (245,1đvC so với 229,1đvC) và
cấu trúc phân tử cồng kềnh hơn nên khả năng TNR bị hấp thu vào cơ thể của thực vật kém
hơn so với TNP.
Sự biến đổi hàm lượng TNR theo thời gian
0
10
20
30
40
50
60
70
0 2 4 6 8 10 12
Thời gian xử lý (ngày)
Nồng độ TNR (mg/l)
TT-TNR1
TT-TNR2
ĐCĐ
ĐCN
Kết quả thì nghiệm đã cho thấy hiệu quả xử lý các hợp chất nitrophenol này có phụ
thuộc vào sinh khối của thuỷ trúc, tuy nhiên không có sự khác biệt rõ trong hiệu quả xử lý khi
đã lựa chọn 2 thì nghiệm trồng thủy trúc với sinh khối thủy trúc gần gấp đôi nhau.
Căn cứ vào sinh khối thủy trúc ta tình đƣợc tốc độ hấp thu các hợp chất nitrophenol
của thủy trúc. Khả năng hấp thu các hợp chất nitrophenol của gốc và rễ lớn hơn so với thân
và lá, nhƣ vậy gốc và rễ là bộ phận hấp thu chủ yếu các hợp chất nitrophenol.
So sánh tốc độ hấp thu của thủy trúc với 2 chất TNP và TNR có thể thấy, tốc độ hấp
thu TNP > TNR. Kết quả khi so sánh tốc độ hấp thu của thủy trúc phù hợp với kết quả khi so
sánh hiệu suất xử lý của 2 chất TNP và TNR.
Qua các kết quả phân tích ở trên có thể rút ra một số kết luận sau:

sẽ cao hơn khi để riêng rẽ từng chất một, điều này sẽ ảnh hƣởng đến khả năng hấp thu của
thủy trúc.
 Thủy trúc là loài thực vật thủy sinh có khả năng hấp thu và chuyển hoá tốt
TNP và TNR. Có thể sử dụng loại cây này trong các công trính xử lý nƣớc thải chứa TNP và
TNR.

3.5. KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU KHẢ NĂNG KẾT HỢP PHƢƠNG PHÁP SỬ DỤNG CÁC
TÁC NHÂN HÓA HỌC, XÚC TÁC VÀ THỰC VẬT THỦY SINH (THỦY TRÚC)
TRONG XỬ LÝ NƢỚC THẢI NHIỄM CÁC HỢP CHẤT NITROPHENOL
Các kết quả thực nghiệm ở trên đã cho thấy bằng tác nhân Fenton, điện phân và sử
dụng cây thuỷ trúc có thể xử lý đƣợc nguồn nƣớc bị ô nhiễm các hợp chất nitrophenol (NPs).
Ngay cả khi hàm lƣợng các hợp chất nitrophenol ban đầu nhiễm trong nƣớc tƣơng đối lớn thí
hiệu suất xử lý chúng bằng tác nhân Fenton hoặc điện hóa cũng đã mang lại hiệu suất xử lý
cao.
Phƣơng pháp điện hóa có ƣu thế hơn so với phƣơng pháp Fenton là có thể xử lý đƣợc
các mẫu nƣớc, nƣớc thải công nghiệp bị nhiễm các hợp chất nitrophenol độc hại ngay ở điều
kiện môi trƣờng thực tế mà không cần phải có sự điều chỉnh bắt buộc để pH nằm trong giới
hạn pH 3-5 nhƣ trong trƣờng hợp sử dụng tác nhân Fenton. Tuy nhiên khi xét về tốc độ và
hiệu suất phân hủy các hợp chất NPs nhiễm trong nƣớc thí phƣơng pháp sử dụng tác nhân
Fenton có tình hiệu quả cao hơn. Mặt khác, quá trính điện phân còn phát sinh lƣợng khì thải
chứa clo tƣơng đối lớn có thể gây tác động xấu đến sức khỏe ngƣời lao động. Ví vậy, phƣơng
pháp sử dụng tác nhân Fenton hoặc phƣơng pháp sử dụng tác nhân Fenton kết hợp với sử
dụng thực vật thủy sinh là những phƣơng pháp thìch hợp cho mục tiêu khử độc cho môi
trƣờng nƣớc bị nhiễm thuốc nổ nhóm nitrophenol.
Hàm lƣợng các chất ô nhiễm MNP, DNP,TNP và TNR trong nƣớc thải ở các nhà máy
sản xuất thuốc phóng, thuốc nổ thƣờng ở mức từ 60 - 120mg/l. Với hàm lƣợng các chất ô
nhiễm nhƣ trên, nếu chỉ sử dụng tác nhân Fenton độc lập để xử lý các hợp chất nitrophenol
mặc dù đạt hiệu suất phân hủy lớn và thời gian xử lý ngắn song hàm lƣợng H
2
O


DNP, TNP v TNR) bng tỏc nhõn Fenton v phng phỏp in phõn cng nh th nghim
kh nng x lý hai hp cht c hi TNP v TNR bng thy trỳc, tụi xin a ra mt s kt
lun sau:
1. S dng tỏc nhõn Fenton cú kh nng phõn hy rt nhanh cỏc hp cht nitrophenol
cng nh hn hp cỏc hp cht ny trong mụi trng nc. Kh nng phõn hy ca tỏc nhõn
Fenton i vi cỏc hp cht nitrophenol theo th t gim dn nh sau MNP > TNR > TNP >
DNP.
2. ó kho sỏt nh hng ca cỏc yu t nh nng H
2
O
2
, Fe(II) ban u, nhit ,
pH, thi gian v nng cỏc cht NPs ban u n kh nng phõn hy cỏc cht NPs bng tỏc
nhõn Fenton v cho thy mụi trng pH ti u ca dung dch l pH = 3-5, nng H
2
O
2
ln
- Tách rác
- Loại cặn bẩn
Hệ thống xử lý
cơ học
Bể thu gom -
điều hòa
Bể phản ứng hệ
Fenton
Bể lắng - lọc

N-ớc thải chứa
TNP, TNR

-3
M
H
2
O
2
, khoảng nhiệt độ dung dịch nƣớc xử lý là 20
0
C - 50
0
C.
3. Khả năng phân hủy các NPs bằng phƣơng pháp điện phân theo thứ tự tăng dần nhƣ
sau: MNP < TNP < DNP < TNR.
4. Phân hủy các NPs bằng phƣơng pháp điện phân không có màng ngăn cũng đƣợc
khảo sát với cách thức giống nhƣ sử dụng bằng tác nhân Fenton và cho kết quả tƣơng tự. Kết
quả nghiên cứu cho thấy, mặc dù ở pH =3 tốc độ phân hủy các NPs bằng điện phân thấp hơn
Fenton, nhƣng ở pH = 6 thí tốc độ phân hủy các NPs lại lớn hơn Fenton nhiều lần và đều đạt
hiệu suất rất cao, H > 90%.
5. Khảo sát khả năng xử lý TNP và TNR bằng thủy trúc đƣợc thực hiện trong PTN có
mẫu đối chứng, cho thấy thủy trúc có khả năng xử lý tốt nƣớc bị nhiễm TNP, TNR. Tốc độ
xử lý TNP, TNR của thuỷ trúc: TNP > TNR. Tốc độ hấp thu các chất TNP và TNR của gốc
và rễ lớn hơn so với thân và lá. Nhƣ vậy, gốc và rễ là bộ phận hấp thu chủ yếu các chất
nghiên cứu.
6. Đã đề xuất quy trính xử lý nƣớc thải ô nhiễm TNP và TNR bằng sự kết hợp giữa phƣơng
pháp sử dụng tác nhân Fenton và sử dụng cây thủy trúc.

2. KIẾN NGHỊ
Luận văn cần nghiên cứu khả năng phân hủy hỗn hợp các chất NPs trong nƣớc thải
bằng phƣơng pháp điện phân. Bên cạnh đó cần nghiên cứu đƣợc cơ chế hấp thu cũng nhƣ
chuyển hoá TNP và TNR trong cơ thể các loài thực vật đã sử dụng để tím ra đƣợc bản chất

cấp Bộ Quốc phòng.
9. Đỗ Ngọc Khuê và cộng sự (2007), “Nghiên cứu khả năng khử độc cho nƣớc thải bị
nhiễm thuốc nổ TNT bằng cây thuỷ trúc (Cyperus alternifolius linn)”, Tạp chí khoa
học và công nghệ, tập 45, (03).
10. Đỗ Ngọc Khuê, Tô Văn Thiệp, Nguyễn Văn Hoàng, Đỗ Bính Minh, “Nghiên cứu đặc
điểm đƣờng đẳng nhiệt hấp phụ Nitroglyxerin từ pha lỏng bằng một số loại than hoạt
tình”, Tạp chí Hóa học, Tập 45 (5/2007), tr 619-623.
11. Đỗ Ngọc Khuê (Chủ biên), Phạm Sơn Dƣơng, Cấn Anh Tuấn, Tô Văn Thiệp, Đỗ Bính
Minh. Công nghệ xử lý các chất thải nguy hại phát sinh từ hoạt động quân sự. NXB
QĐND, Hà Nội 1-2010.
12. Đỗ Ngọc Khuê, Nguyễn Văn Đạt, Đỗ Bính Minh, Nguyễn Quang Toại (2004). Nghiên
cứu cơ sở khoa học của việc ứng dụng phƣơng pháp điện phân để xử lý nƣớc thải
công nghiệp thuốc phóng thuốc nổ. Tuyển tập báo cáo Hội nghị KH về Môi trƣờng
lần I, Trung tâm KHKT-CNQS, Hà Nội, 2004, tr. 177-182.
13. Đỗ Ngọc Khuê, Nguyễn Văn Đạt, Đỗ Bính Minh, Nguyễn Quang Toại (2004). Nghiên
cứu ảnh hƣởng của bản chất điện cực tới quá trính phân hủy điện hóa một số hợp chất
nitro thơm và ứng dụng trong xử lý nƣớc thải công nghiệp quốc phòng. Tuyển tập
báo cáo Hội nghị KH về Môi trƣờng lần I, Trung tâm KHKT-CNQS, Hà Nội, 2004,
tr. 203-206.
14. Đỗ Ngọc Khuê, Thế Gia Trang, Tô Văn Thiệp, Đỗ Bính Minh, Nguyễn Văn Hoàng,
Nguyễn Văn Chất, Nguyễn Ngọc Phong: Ứng dụng các phương pháp trắc quang và sắc
ký lỏng hiệu năng cao để nghiên cứu quá trình phân huỷ điện hoá một số hợp chất có
tính nổ. Tạp chì Phân tìch hoá, lý và sinh học T.14 tr.3-7, Hà Nội (2-2009).
15. Vũ Thị Hoàng Mai (2009), Nghiên cứu khả năng xử lý nước thải chứa một số hợp chất
nitro vòng thơm bằng phương pháp hấp phụ trên than hoạt tính kết hợp với sử dụng
thực vật thủy sinh, Luận văn Thạc sĩ Môi trƣờng, Trƣờng Đại học KHTN-ĐHQGHN.
16. Đỗ Bính Minh (2008), Nghiên cứu giải pháp công nghệ tổng hợp xử lý nguồn nước bị
nhiễm một số hợp chất phenol, Luận văn Thạc sĩ Hóa học, Học viện KTQS.
17. Đỗ Bính Minh, Đỗ Ngọc Khuê, Phạm Thanh Dũng (2012). Nghiên cứu khả năng phân hủy
các hợp chất nitrophenol độc hại nhiễm trong nƣớc bằng các quá trính Fenton và điện hóa.

về môi trường lần thứ nhất, tuyển tập các báo cáo khoa học, Trung tâm khoa học kỹ
thuật và công nghệ quân sự, Bộ Quốc phòng, tr. 167-172.
27. Trịnh Thị Thanh, Trần Yêm, Đồng Kim Loan (2003), Giáo trình công nghệ môi trường,
NXB Đại học Quốc gia Hà Nội.
28. Lê Thị Thoa (2000), Nghiên cứu sử dụng ozon để phân hủy styphnic axit, Luận văn thạc
sĩ kỹ thuật, Học viện KTQS.
29. Phạm Mạnh Thảo (2007), Nghiên cứu các giải pháp công nghệ hóa học, sinh học để xử lý
các chất thải rắn bị nhiễm thuốc nổ, thuốc phóng, Báo cáo kết quả đề tài nghiên cứu
khoa học cấp Học viện, Học viện KTQS, 12/2007.
30. Lê Trọng Thiếp (2002), Hóa học và độ bền của vật liệu nổ, Giáo trính cao học, NXB
Quân đội nhân dân, Hà Nội.
31. Tô Văn Thiệp (2004), Nghiên cứu khả năng sử dụng hợp chất Hypoclorit trong xử lý
nước thải chứa một số thành phần thuốc phóng, thuốc nổ, Luận văn thạc sỹ kỹ thuật
chuyên ngành công nghệ các chất vô cơ, Học viện KTQS, Hà Nội.
32. Tô Văn Thiệp (2011). Nghiên cứu đặc điểm quá trính hấp phụ trên than hoạt tình từ pha
lỏng của một số dẫn xuất nitro của phenol và toluen là thành phần của vật liệu nổ. Luận
án Tiến sĩ hóa học, Viện KH-CNQS, 2011.
33. Nguyễn Quang Toại (2005), Nghiên cứu quá trình phân hủy 2,4,6-trinitrotoluen, 2,4-
dinitrotuluen, 2,4,6-trinitrorezocxin bằng phương pháp điện hóa và ứng dụng trong xử
lý nước thải công nghiệp, Luận án tiến sĩ hóa học, Trung tâm KHKT & CNQS.
34. Nguyễn Quang Toại, Đỗ Ngọc Khuê, Nguyễn Văn Đạt, Đỗ Bính Minh , Lê Thị Thoa, Tô
Văn Thiệp (2001). Nghiên cứu đặc điểm quá trính điện phân styphnic axit bằng phƣơng
pháp sắc ký lỏng cao áp, Tạp chì phân tìch hóa, lý và sinh học, Tập 6, số 2, tr. 27-30.
35. Nguyễn Quang Toại, Lê Thị Thoa, Đỗ Ngọc Khuê, Nguyễn Văn Đạt, Đỗ Bính Minh
(2001), “Ứng dụng kỹ thuật ozôn phân để xử lý một số hợp chất nitro thơm độc hại với
môi trƣờng”, Tuyển tập báo cáo Hội nghị khoa học lần thứ 13, tập 5, Học viện KTQS,
10/2001, tr 53-57.
36. Thế Gia Trang (2008), Nghiên cứu đặc điểm quá trình phân hủy một số hợp chất nitro
thơm trong hệ điện phân sử dụng anốt trơ là oxít kim loại quý hiếm, Luận văn Thạc sĩ
Hóa học, Học viện KTQS.

. Mechanisme reactionels et modelisation, New J. Chem,
263.
48. Kochany , J and Lugowski, A Application of Fentons reagent and actived carbon for
removal of nitrification inhibitor. Environmental Technology, 19,4, 425-429 (1998)
49. Kremer (1999), Mechanism of the Fenton reaction. Evidence for a new intermediate,
Phys. Chem. Chem.Phys. 1, 3595-3605
50. Kyung Duk Zoh, Michael K. Stenstrom,(2002). Fenton oxidation of hexahydro-1,3,5-
trinitro-1,3,5-triazine (RDX) end octahydro-1,3,5,7-tetranitro-1,3,5,7-tetrazocine
(HMX),Water Research, Vol.36,pp 1331-1341
51. Lemi Turker (2004). PM3 treatment of lead styphnate and its mono ionic forms. Joumal
of Molecular Structure (Theochem) 681, p. 143-147.
52. Lin, sheng H., Shyu, Ching T., Sun, Mei C. (1998). Saline wastewater treatment by
electrochemical method. Water Res. 32 (4), 1059 - 1066
53. Meijeir R.I. (1993). Degradation of pecticides by Ozonation and advanced oxidation.
Water Supply., Vol.11, p.309 – 320.
54. M. Arienzo, J. Chiarenzelli (2001), "Iron-mediated reactions of polychlorinated biphenyl
in electrochemical peroxidation process (ECP)", Chemosphere, (44), p.1339 - 1346.
55. National Research Council (1982), Drinking Water and Health, Volume 4, National
Academy Press, Washington, DC. 13.
56. Office of Research and Development (1988), Office of Health and Environmental
Assessment, Cincinnati, OH. P2- 12. 14.
57. Oturan, Mehmet, A., Qturan, J - J. Nihal, and Pinson, J (1999). Degradation of
chlorophenoxyacid herbicides in aqueous media using a novel electrochemical method.
Pesticide Sci. 55 (5), 558- 562
58. Schwarzer, Hans (1998). Oxidative Abwasser Reinigung mit Wasserstoffperoxid, Wasser
Abwasser, 129,H.7, 484-491.
59. Sweet D. V. (1987), Registry of toxic effects of chemical substances, National Institute
for Occupational Safety and Health, Washington DC.
60. Schwarzer, Hans (1998). Oxidative Abwasser Reinigung mit Wasserstoffperoxid, Wasser
Abwasser, 129,H.7, 484-491.