165
TẠP CHÍ KHOA HỌC, Đại học Huế, Số 53, 2009

XỬ LÝ NƯỚC RỈ RÁC BẰNG TÁC NHÂN UV–FENTON
TRONG THI
ẾT BỊ GIÁN ĐOẠN
Tr ng Quý Tùng, Lê V n Tu n,
Nguy
n Th Khánh Tuy n, Ph m Kh c Li u
Tr
ng i h c Khoa h c, i h c Hu
TÓM TẮT
N c r rác phát sinh t bãi chôn l p ch t th i r n Th y Ph ng
−
t nh Th a Thiên
Hu
có ch a m t l ng l n các h p ch t h u c b n v ng (t l BOD
5
: COD = 0,16 ± 0,02),
nên c
n c x lý tr c khi th i ra môi tr ng xung quanh. Nghiên c u này trình bày k t qu
x
lý n c r rác b ng tác nhân Fenton có s h tr c a b c x UV (UV
−
Fenton). èn t ngo i
UV
−
C (200
−

ấp (BCL) là phương pháp phổ biến được áp dụng trong xử lý chất thải
r
ắn đô thị. Nước rỉ rác (NRR) phát sinh từ các BCL chứa lượng lớn các chất độc hại,
khó b
ị phân huỷ sinh học, có mùi hôi thối và màu nâu đậm. Nếu không được xử lý tốt,
NRR có th
ể thấm vào nước ngầm, trộn lẫn với các nguồn nước mặt, gây ô nhiễm môi
tr
ường nghiêm trọng [1, 13]. NRR là một dạng nước thải kém ổn định về thành phần, có
n
ồng độ các chất ô nhiễm cao và thường xuyên thay đổi theo thời gian. Thông thường,
NRR t
ừ các bãi chôn lấp “trẻ” (1 - 2 năm) có COD dao động ở mức rất lớn
(3.000−60.000 mg/L), t
ỷ lệ BOD
5
/COD > 0,6. Khi tuổi của bãi rác tăng, quá trình phân
h
ủy sinh học các hợp chất hữu cơ (HCHC) gần như đã chuyển hóa thành CH
4
và CO
2
,
d
ẫn đến giá trị COD dao động ở mức thấp hơn (5.000 - 20.000 mg/L) và tỷ lệ
BOD
5
/COD < 0,3 [4, 13]. Xử lý sinh học thường bị hạn chế bởi các chất độc có trong
NRR nh
ư hydrocacbon đa vòng, hợp chất cơ−halogen, PCBs, humic và chất hoạt động

ất ô nhiễm hữu cơ. Đối với NRR đã được xử lý sinh
h
ọc, theo Kim và nnk, quá trình UV - Fenton có thể loại đến 80% COD. Tỷ lệ
BOD
5
/COD sau xử lý tăng trong khoảng từ 0,14 đến 0,6 tùy thuộc đặc điểm NRR và
li
ều tác nhân Fenton, hiệu quả loại màu NRR đạt đến 92% [7, 8]. Bên cạnh các chỉ số
đánh giá thông dụng như COD, TOC, màu,… Wenzel và nnk khi nghiên cứu áp dụng
các h
ệ UV/O
3
, UV/H
2
O
2
, UV/H
2
O
2
/O
3
trong xử lý NRR (đã qua xử lý sinh học) cho
hi
ệu suất loại gần 100% phenol và PAHs, 23-96% PCBs, và 74% dioxins và furans [12].
Ở Việt Nam, NRR từ các BCL đang gây ra những vấn đề ô nhiễm môi trường
tr
ầm trọng. Nhiều bãi rác mặc dù đã xây dựng nhiều hồ chứa nhưng vẫn không kiểm
soát n
ổi và cho NRR chảy ra sông. BCL CTR Thủy Phương tỉnh Thừa Thiên Huế đi vào

vào r
ất lớn (
Fe
2+
= 350 mg/L, H
2
O
2
= 1050 mg/L)
[2].
Để góp phần đề xuất giải pháp giảm thiểu chất ô nhiễm và hỗ trợ cho hệ thống
x
ử lý sinh học NRR hiện tại của BCL, trong nghiên cứu này, chúng tôi xác định hiệu
qu
ả xử lý NRR bằng quá trình UV−Fenton trong điều kiện gián đoạn. Nội dung nghiên
c
ứu gắn liền với việc xác định giá trị pH, nồng độ H
2
O
2
, nồng độ Fe
2+
và thời gian lưu
thích h
ợp của quá trình. Kết quả khảo sát không những cung cấp cơ sở dữ liệu cho
nh
ững nghiên cứu chuyên sâu về việc áp dụng quá trình UV−Fenton trong xử lý NRR ở
BCL ch
ất thải rắn Thủy Phương, mà còn có ý nghĩa đối với việc nghiên cứu xử lý NRR
ở các BCL đang ở giai đoạn “già” hóa khác.

a NRR

ng
ng d
n NRR

BCL s I
M u
NRR
−
T
1

II. Vật liệu và phương pháp nghiên cứu
2.1. M
ẫu và bảo quản mẫu
− M
ẫu NRR được lấy ở BCL CTR Thủy Phương (9 năm tuổi), tỉnh Thừa Thiên
Hu
ế. Mẫu được lấy 4 đợt từ tháng 3/2008 đến tháng 6/2008,

bao gồm NRR trước và sau
h
ệ thống ao xử lý sinh học, gọi tắt là NRR−T
1
và NRR−T
2
. Vị trí thu mẫu được mô tả ở
Hình 1.
− Dụng cụ chứa mẫu gồm: can nhựa PE 10 L, 30 L và chai nhựa PET 1,5 L.

b
ằng hệ UV−Fenton ở điều kiện gián đoạn được trình bày ở Hình 2. Đong chính xác
150 mL NRR cho vào c
ốc mỏ (250 mL), sử dụng dung dịch H
2
SO
4
5N và NaOH 1N để
điều chỉnh pH của NRR đến giá trị khảo sát rồi cho vào bình phản ứng. Thêm các tác
nhân c
ần thiết (dung dịch H
2
O
2
30%, dung dịch [Fe
2+
] 1 g−Fe
2+
/L) vào bình phản ứng,
khu
ấy trên máy khuấy từ ở tốc độ cố định, kiểm tra hệ thống bảo vệ (để tránh sự rò rỉ 168
èn UV
V trí b m
hóa ch
t
V trí l y m u
Máy khu y t

định theo phương pháp phenat cải tiến [5]. Máy trắc phổ Models 6400 (Jenway, Anh)
được dùng trong các phương pháp trắc quang, pH được đo bằng pH meter WTW 330i
(
Đức) và DO được đo bằng Oxygen meter (Thermo Orion DO 810A
+
).
−
Đối với thông số COD xác định theo phương pháp trắc quang hồi lưu kín với
thu
ốc thử bicromat. Lượng H
2
O
2
dư trong mẫu sau phản ứng có ảnh hưởng dương đến
k
ết quả xác định COD theo phản ứng: Cr
2
O
7
2−
+ 3H
2
O
2
+ 8H
+
→ 2 Cr
3+
+ 3O
2

CC
H
[*]
Trong đó, C
0
và C: giá trị nồng độ chất ô nhiễm của NRR đầu vào và sau xử lý.
−
Đối với việc xác định hiệu suất loại màu, mẫu NRR được ly tâm với tốc độ
2.500 vòng/phút, th
ời gian 5-7 phút. 169
III. Kết quả và thảo luận
3.1.
Đặc điểm nước rỉ rác
K
ết quả phân tích xác định một số đặc điểm NRR phát sinh từ BCL CTR Thủy
Ph
ương trước và sau hệ thống ao sinh học được trình bày ở Bảng 1. Qua 4 đợt phân tích
ch
ất lượng NRR ở Thủy Phương cho thấy, nguồn NRR−T
1
có giá trị pH ổn định ở
kho
ảng hơi kiềm, tỷ lệ BOD
5
/COD dao động ở mức thấp ~0,16, điều đó chứng tỏ nước
th
ải có chứa một lượng lớn các HCHC khó bị phân hủy sinh học. Với các đặc điểm trên,

2
không thể thải trực tiếp vào môi trường mà cần phải được tiếp tục xử lý.
Trong nghiên c
ứu này, chúng tôi sử dụng các mẫu NRR−T
1
để khảo sát hiệu quả xử lý
NRR b
ằng tác nhân UV−Fenton.
Thông s
ố Đơn vị
NRR−T
1
(n = 4)
NRR−T
2
(n = 4)
TCVN

7733:2007
(c
ột B)

pH − 7,7 ±

0,1 8,5 ± 0,1 −
TSS mg/L 84 ±

20,6 42 ± 9,5 −
BOD
5

144 518 ± 86 −
B ng 1. Nh ng c tr ng chính c a NRR t BCL Th y Ph ng
3.2. Kết quả xử lý NRR bằng quá trình UV
−
−−
−
Fenton trong điều kiện gián đoạn
Các b
ức xạ có λ < 400 nm có thể quang phân phân tử H
2
O
2
thành 2 gốc
.
OH theo
ph
ản ứng H
2
O
2
+ hν → 2
.
OH. Ngoài ra, ở λ < 254 nm còn có sự tạo thành gốc
.
OH theo
các ph
ản ứng H
2
O
2

2
O
2
Ở điều kiện pH~3, nồng độ Fe
2+
thêm vào là 50 mg/L, kết quả khảo sát hiệu suất
lo
ại COD của NRR khi thay đổi nồng độ H
2
O
2
thể hiện ở Hình 3. Hiệu suất loại COD
t
ăng rất nhanh sau 20 phút phản ứng. Hiệu suất loại COD của hệ UV−Fenton (HRT =
120 phút, [H
2
O
2
] = 125 mg/L) có thể đạt 71% đối với NRR có COD đầu là 1.412 mg/L.
Trong khi
đó, trường hợp không có hỗ trợ UV (Fenton truyền thống) hiệu suất loại COD
ch
ỉ đạt 51%. Điều đó chứng tỏ rằng, năng lượng bức xạ UV đã nâng cao hiệu suất xử lý
cho quá trình Fenton. Tuy nhiên, ch
ỉ chiếu xạ UV (không có Fenton) thì hiệu suất loại
COD c
ủa NRR rất thấp (< 2%).
Nghiên c
ứu trên NRR với COD đầu là 1.953 mg/L (Hình 4) cho thấy, hiệu suất
lo

OH diễn ra thuận lợi, tuy nhiên,

khi nồng độ Fe
2+
quá cao sẽ là tác
nhân có th
ể tóm bắt các gốc
.
OH (Fe
2+
+
.
OH  Fe
3+
+ OH
−
) và điều đó sẽ làm giảm
hi
ệu suất của quá trình xử lý [13]. Qua các kết quả khảo sát sự ảnh hưởng của nồng độ
H
2
O
2
và nồng độ Fe
2+
có thể nhận định rằng, hiệu suất loại các HCHC tăng khi tăng liều
tác nhân Fenton (Fe
2+
/H
2

mg/L)
Hình 4
.
Hi u su t lo i màu c a h
UV
−
Fenton theo th i gian i u ki n gián
o n (COD=1953 mg/L, pH~3, [Fe
2+
]=50
mg/L, [H
2
O
2
]=125 mg/L) 171

Hình 5. nh h ng c a n ng Fe
2+
n hi u su t lo i COD c a h UV
−
Fenton
i u ki n gián o n (pH~3, COD = 1412 mg/L, [H
2
O
2
] = 125 mg/L)
3.2.3. Ảnh hưởng của pH

, còn theo Bigda
tác nhân sắt lúc này sẽ tồn tại ở dạng sắt hydroxit kém hoạt động [13]. Ngoài ra, NRR
Thủy Phương chứa nồng độ kiềm và Cl
–
rất cao, có thể bắt gốc
.
OH làm giảm hiệu quả
xử lý [1, 13]. Trong trường hợp pH~2,5, hiệu suất loại COD của quá trình UV–Fenton
cũng đạt thấp. Theo Gallard, khi pH quá thấp sẽ hình thành nên [Fe(H
2
O)]
2+
phản ứng
rất chậm với H
2
O
2
nên làm giảm quá trình hình thành gốc
.
OH. Ngoài ra, theo
Pignatello, pH quá thấp sẽ làm cản trở phản ứng giữa Fe
3+
và H
2
O
2
[13].

Hình 6. nh h ng c a pH n hi u su t lo i COD c a h UV-Fenton
i u ki n gián o n (COD = 1412 mg/L, [H

2+
và H
2
O
2
của quá trình UV–
Fenton trong nghiên cứu này có giá trị thấp hơn. Trong 2 loại tác nhân (Fe
2+
và H
2
O
2
),
tác nhân H
2
O
2
có ảnh hưởng trực tiếp đến số lượng gốc
.
OH được tạo thành. Vì vậy,
lượng H
2
O
2
tiêu thụ sẽ phụ thuộc rất lớn vào giá trị COD đầu của nước thải. Về lý
thuyết, 1.000 mg/L H
2
O
2
có thể loại được 470,6 mg/L COD [13]. Theo Kang và Hwang,

lại, theo Kang và Hwang, khi η < 100%, chứng tỏ các HCHC còn lại khó bị phân hủy,
và/hoặc gốc
.
OH đã bị tiêu thụ bởi tác nhân H
2
O
2
.
B ng 2. T l tiêu th Fe
2+
, H
2
O
2
và h s c a quá trình lo i COD c a NRR i v i h UV–
Fenton ([Fe
2+
]= 50 mg/L, [H
2
O
2
]= 125 mg/L, HRT= 60 phút)
3.2.5. Tính phân hủy sinh học
Đặc tính phân hủy sinh học của NRR sau xử lý được đánh giá dựa trên tỷ lệ
BOD
5
/COD. Tỷ lệ này càng cao thì tính dễ phân hủy sinh học càng lớn. Kết quả khảo
sát s
ự thay đổi tỷ lệ BOD
5

2

M1 1412 932 0,05 0,13 1580
M2 1953 1133 0,04 0,11 1921
M3 3610 1805 0,03 0,07 3061 173
một cách rõ rệt, ở các thí nghiệm này sau HRT = 120 phút, tỷ lệ BOD
5
/COD ban đầu
0,15
đã tăng đến 0,46 và như vậy, nước thải sau xử lý đã tăng đáng kể tính dễ phân hủy
sinh h
ọc.

IV. K
ết luận
Đây là lần đầu tiên NRR ở BCL Thủy Phương được nghiên cứu xử lý bằng quá
trình UV–Fenton. Trong nghiên c
ứu này, chúng tôi đã chế tạo và vận hành thử nghiệm
mô hình x
ử lý NRR bằng quá trình UV–Fenton trong điều kiện gián đoạn, với việc sử
d
ụng nguồn UV nội để tận dụng tối đa nguồn bức xạ của đèn UV. Từ quá trình nghiên
c
ứu, chúng tôi đã rút ra được một số kết luận sau: NRR từ BCL CRT Thủy Phương đang
ở giai đoạn “già” hóa, nước thải trước và sau khi qua ao xử lý sinh học của BCL đều
ch
ứa lượng lớn các chất ô nhiễm, các HCHC bền vững,… cho nên NRR cần phải được

1. Lê V n Cát, X lý n c th i giàu h p ch t Nit và Ph tpho, Nxb Khoa h c T nhiên
và Công ngh
, Hà N i, 2007.
2. Lê V
n Tu n, Ph m Kh c Li u, Tr ng Quý Tùng, D ng Thành Chung, Tr ng V n
t, Tr n Quang L c, M t s k t qu nghiên c u x lý n c r rác t bãi chôn l p ch t
Hình 7
.
Bi n thiên BOD
5
/COD c a NRR theo th i gian x lý b ng h UV–Fenton
i u ki n gián o n (pH~3, COD=1953 mg/L, [H
2
O
2
]=125 mg/L, [Fe
2+
]=50 mg/L) 174
th i r n Th y Ph ng, Th a Thiên Hu , Thông tin khoa h c XV Tr ng i h c Khoa
h
c Hu , 2008.
3. APPA, AWWA, WEF, Standard Methods for the Examination of Water And Wastewater,
20
th
Edition, USA, 1999.
4. Calace N., Liberatori A., Petronio B.M., Pietroletti M., Characteristics of different
molecular weight fractions of organic matter in landfill leachate and their role in soil

This study introduces the application of advanced oxidation process using Fenton’s
reagent assisted with UV radiation to treat landfill leachate. The landfill leachate was taken
from a municipal sanitary landfill in Thua Thien Hue Province, Vietnam, contained large
amount of refractory organic matters (BOD
5
: COD ratio = 0,16 ± 0,02). The UV source was
UV–C (200-275 nm, 40 W) and the lamp was inserted into the liquid reaction mixture. The
treatment of landfill leachate by UV
−
assisted Fenton process in batch reactor was carried out.
The effects of operating conditions such as reaction time, hydraulic retention time (HRT), initial
pH, Fenton’s reagent dosage and initial COD strength on the treatment efficiency (COD and
color removals) were investigated. In this study, 71% of COD removal and 90% of color
removal were achieved at pH ~3,0, H
2
O
2
concentration of 125 mg/L, Fe
2+
concentration of 50
mg/L and HRT of 2 h. In addition, the biodegradability of leachate was significantly improved
after treatment with the increase of BOD
5
: COD ratio from 0,15 to 0,46.
Key words: advanced oxidation, COD removal, landfill leachate, UV-assisted Fenton’s
reagent