Nghiên cứu quá trình oxy hóa Fenton khử COD trong nước rác sau xử lý sinh học
CHƯƠNG 1
GIỚI THIỆU CHUNG
1.1. GIỚI THIỆU
Ngày nay, cùng với sự tăng trưởng kinh tế, đời sống của người dân ngày càng được nâng
cao, vì thế lượng chất thải rắn sinh hoạt phát sinh ngày càng lớn. Tại thành phố Hồ Chí
Minh khối lượng chất thải rắn sinh hoạt đã vượt khỏi con số một triệu tấn/năm, những
câu chuyện về rác và những hệ lụy môi trường từ rác đang “nóng lên” trong những năm
gần đây. Với khối lượng 7.000 tấn chất thải rắn sinh hoạt phát sinh mỗi ngày, phương
pháp xử lý duy nhất là chôn lấp, thành phố có các bãi chôn lấp (BCL) hợp vệ sinh như:
BCL Gò Cát, BCL Đông Thạnh, Phước Hiệp 1 và Phước Hiệp 1A (mới đi vào hoạt
động). Cho đến nay tổng khối lượng rác đã được chôn lấp tại 2 BCL Gò Cát và Phước
Hiệp 1 đã lên đến con số 7.900.000tấn, trong đó Gò Cát là 4.600.000tấn, và Phước Hiệp1
là 3.300.000tấn. Theo thiết kế lẽ ra BCL Gò Cát, Phước Hiệp phải đóng bãi nhưng BCL
Phước Hiệp chỉ mới đóng bãi trong thời gian gần đây và BCL Gò Cát vẫn tiếp tục nhận
hàng nghìn tấn rác mỗi ngày. Và sự quá tải đó đã dẫn đến những hậu quả về mặt môi
trường, như mùi hôi nồng nặc phát sinh từ các BCL đã phát tán hàng kilômét vào khu vực
dân cư xung quanh và một vấn đề nghiêm trọng nữa là sự tồn đọng của hàng trăm ngàn
mét khối nước rác tại các BCL và cùng với lượng nước rỉ rác phát sinh thêm mỗi ngày
khoảng 1.000 - 1.500m
3
tại các BCL thì nuớc rỉ rác đang là nguồn hiểm họa ngầm đối với
môi trường.
Mặc dù mỗi BCL đều có hệ thống xử lý nước rỉ rác nhưng những phương pháp xử lý
nước rỉ rác đang được áp dụng tại các BCL vẫn còn bộc lộ rất nhiều nhược điểm như chất
lượng nước sau xử lý thường không đạt tiêu chuẩn xả thải, đặc biệt là hai chỉ tiêu COD
và Nitơ (TCVN 5945-1995, cột B), tiêu tốn nhiều hóa chất, giá thành xử lý rất cao, khó
kiểm soát, và công suất xử lý không đạt thiết kế. Nguyên nhân do sự thay đổi rất nhanh
của thành phần nước rỉ rác theo thời gian vận hành của BCL, với thành phần rất phức
tạp(các chất hữu cơ khó/không có khả năng phân hủy sinh học tăng dần và nồng độ
ammonium tăng đáng kể theo thời gian), không ổn định, việc lựa chọn các công nghệ xử

2
, pH tối ưu, thời gian phản ứng thích hợp.
1.4. Ý NGHĨA ĐỀ TÀI
Nghiên cứu nâng cao hiệu quả xử lý nước rỉ rác bằng phương pháp oxi hóa với tác nhân
Fenton.
Nghiên cứu các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình xử lý bằng tác nhân Fenton và xác định
các điều kiện tối ưu.

2
Nghiên cứu quá trình oxy hóa Fenton khử COD trong nước rác sau xử lý sinh học
CHƯƠNG 2
TỔNG QUAN VỀ NƯỚC RỈ RÁC
2.1. HIỆN TRẠNG CÁC BÃI CHÔN LẤP Ở VIỆT NAM
Rác ở các BCL chủ yếu là rác sinh hoạt, chưa được phân loại, chưa được xử lý trước khi
chôn lấp. Trong đó, phần lớn các loại rác có thể tái chế đã được người dân thu lượm, còn
lại là rác hữu cơ, rác nilon cũ, các lọai rác khác không thể tái chế. Các công trình nghiên
cứu rác thải ở TP. HCM cho thấy thành phần thực phẩm dư thừa và chất hữu cơ ( chủ yếu
là rau, quả, thực phẩm…) 61 – 96.6%. Độ ẩm lên đến 70 – 80%, mùa mưa có thể lên đến
90% (CENTEMA, 2002). Các chất hữu cơ này dưới điều kiện phân hủy kị khí đã tạo ra
các chất khí. Vấn đề ở đây là khí sinh ra không được xử ký vì chưa có hệ thống thu gom.
Thành phần khí gồm 55% CH
4
, 45% CO
2
và một lượng nhỏ H
2
, H
2
S, NH
3

do các thiết bị đầm nén.
Quá trình tạo thành nước rò rỉ bắt đầu khi bãi rác đạt đến khả năng giữ nước hay khi nó bị
bão hòa nước. Khả năng giữ nước của chất thải rắn là tổng lượng nước có thể lưu lại
3
Nghiên cứu quá trình oxy hóa Fenton khử COD trong nước rác sau xử lý sinh học
trong bãi rác dưới tác dụng của trọng lực. Khả năng giữ nước của chất thải rắn là yếu tố
rất quan trọng trong việc xác định sự hình thành nước rò rỉ. Khả năng giữ nước thay đổi
tùy thuộc vào trạng thái bị nén của rác và việc phân hủy chất thải trong bãi chôn lấp. Cả
rác và lớp phủ đều có khả năng giữ nước trước sức hút của trọng lực.
Các nguồn chính tạo ra nước rò rỉ bao gồm nước từ phía trên bãi chôn lấp, độ ẩm của rác,
nước từ vật liệu phủ, nước từ bùn nếu việc chôn bùn được cho phép. Việc mất đi của
nước được tích trữ trong bãi rác bao gồm nước tiêu thụ trong các phản ứng hình thành khí
bãi rác, hơi nước bão hòa bốc hơi theo khí và nước thoát ra từ đáy bãi chôn lấp (nước rò
rỉ).
Điều kiện khí tượng, thủy văn, địa hình, địa chất của bãi rác, nhất là khí hậu, lượng mưa
ảnh hưởng đáng kể đến lượng nước rò rỉ sinh ra. Tốc độ phát sinh nước rác dao động lớn
theo các giai đoạn hoạt động khác nhau của bãi rác. Trong suốt những năm đầu tiên, phần
lớn lượng nước mưa thâm nhập vào được hấp thụ và tích trữ trong các khe hở và lỗ rỗng
của chất thải chôn lấp. Lưu lượng nước rò rỉ sẽ tăng lên dần trong suốt thời gian hoạt
động và giảm dần sau khi đóng cửa bãi chôn lấp do lớp phủ cuối cùng và lớp thực vật
trồng lên trên mặt giữ nước làm giảm độ ẩm thấm vào.
2.2.2. Thành phần và tính chất nước rỉ rác
Thành phần nước rác thay đổi rất lớn, từ bãi rác này tới bãi rác kia. Nước rỉ rác bị ảnh
hưởng bởi nhiều yếu tố sau : thành phần rác, tuổi bãi rác, chế độ vận hành của bãi rác,
chiều cao bãi rác, thời tiết, điều kiện thủy văn khu vực, hoạt động hóa học, sinh học,
lượng ẩm, nhiệt độ, pH và mức độ ổn định.
Bảng 2.1 cho thấy sự biến thiên nồng độ chất ô nhiễm trong nước rác theo thời gian. Quá
trình phân hủy chất thải rắn trải qua 3 giai đoạn, quá trình phân hủy chất hữu cơ xảy ra
trong giai đoạn 2 và 3.
Giai đoạn 1 : Phân hủy hiếu khí xảy ra nhanh, khoảng thời gian đặc trưng ít hơn một

Ca 900-1.700 308 109
Fe 210-325 6,3 0,6
Mg 160-250 450 90
Mn 75-125 0,06 0,06
Cu - <0,5 <0,5
Zn 10-30 0,4 0,1
Giai đoạn 2: các vi sinh vật kị khí tùy tiện thủy phân và lên men cellulose, và các chất có
thể phân hủy tạo ra các hợp chất đơn giản, hòa tan như là axits béo bay hơi (làm tăng giá
trị BOD
5
) và ammonia. Giai đoạn 2 có thể kéo dài sau một vài năm, thậm chí cả thập
niên. Nước rò rĩ tạo ra trong giai đoạn này có giá trị BOD
5
cao (thường lớn hơn 10.000
mg/l), BOD
5
/COD > 0,7, tỷ số này cho thấy thành phần chất hữu cơ hòa tan chiếm tỷ lệ
cao và dễ phân hủy sinh học. Trong giai đoạn này, nước rò rỉ có pH 5-6, đậm đặc, mùi,
nồng độ ammonia cao ( <1.000 mg/l). Với đặc tính hóa học này, giúp hòa tan các thành
phần khác trong rác dẫn đến nồng độ cao của Fe, Mn, Zn, Mg trong nước rác. Khí sinh ra
chủ yếu CO
2
, mùi và hydrogen với lượng ít hơn.
Giai đoạn 3 : Sự phát triển của vi khuẩn methane dần dần trở nên chiếm ưu thế và bắt đầu
phân hủy những hợp chất đơn giản, tạo ra các hỗn hợp khí CO
2
và CH
4
( cộng với 1 số
thành phần vết khác ) tạo nguồn khí của bãi rác. Trong giai đoạn 3, vi khuẩn lên men

phản ứng chuyển hóa sinh học, thường bị khử đến khí N
2
và H
2
S. Trong pha này, pH của
nước rác bắt đầu giảm do sự hiện diện của axit hữu cơ và ảnh hưởng của sự gia tăng nồng
độ CO
2
trong bãi rác.
Bảng 2.2. Các số liệu tiêu biểu về thành phần và tính chất nước rác của các bãi chôn
lấp mới và lâu năm.
Thành phần
Giá trị, mg/l
a
Bãi mới (dưới 2 năm) Bãi lâu năm
( Trên 10 năm)
Khoảng Trung bình
BOD
5
COD
Nitơ hữu cơ, mg/l
Ammonia, mg/l
Nitrat, mg/l
Tổng P, mg/l
Độ kiềm, mg/l CaCO
3
pH
Canxi
Clorua
2.000-30.000

Nghiên cứu quá trình oxy hóa Fenton khử COD trong nước rác sau xử lý sinh học
Tổng sắt 50-1.200 60 20-200
Nguồn : Tchobanoglous et – al, 1993)
Giai đoạn chín mùi : xuất hiện sau khi các chất hữu cơ dễ phân hủy sinh học đã chuyển
thành CH
4
và CO
2
. Lúc này, tốc độ sinh khí giảm đáng kể do phần lớn các chất dinh
dưỡng đã dùng hết qua các pha trước và chất nền còn lại thì khả năng phân hủy sinh học
khá chậm. khí sinh ra chủ yếu là CH
4
và CO
2
. Suốt pha này, nước rác chứa chất hữu cơ
trơ như axit humic và fulvic rất khó xử lý sinh học.Nhìn chung, ở những bãi rác mới
( giai đoạn axit), nước rác thường có pH thấp, nồng độ BOD
5
, COD và kim lọai nặng cao.
ở những bãi rác lâu năm ( giai đoạn metan của quá trình phân hủy), pH 6,5-7,5, nồng độ
các chất ô nhiễm thấp hơn đáng kể, nồng độ kim loại nặng giảm do phần lớn kim loại ít
tan ở pH trung tính. Khả năng phân hủy sinh học của nức rác thay đổi theo thời gian, thể
hiện qua tỉ số BOD
5
/COD. Ban đầu, tỉ số nó sẽ ở khoảng trên 0,5 ( Tỉ số 0,4-0,6 cho thấy
chất hữu cơ trong nước rác đã sẵn để phân hủy). Ở những bãi chôn lấp lâu năm có
ammonia cao ( >1.000 mg/l), tỉ số BOD
5
/COD thường là 0,05-0,2. Tỉ số giảm do nước
rác từ các bãi lâu năm chứa axit humic và fulvic khó phân hủy sinh học. Ngoài ra, nồng

2
/L 18.000 – 48.500 240 – 2.120 30.000 – 48.000 1.010 – 1.430
VFA mg/L 16.777 - 21.878 – 25.182 -
N-NH
3
mg/L 760 – 1.550 1.590 – 2.190
297 – 790
1.360 – 1.720
N-Organic mg/L 252 – 400 110 – 159
336 – 678
-
SO
4
2-
mg/L 2.300 – 2.560 - 1600 – 2.340 -
Humic mg/L 250 – 350 767 – 1.150 - 297 – 359
Lignin mg/L - 74,7 - 52 – 86
Dầu khoáng mg/L - - - -
H
2
S mg/L 4,0 - 106 -
Phenol mg/L - - - -
Chất hoạt động bề
mặt
mg/L 1,71 - - -
Phospho tổng mg/L 5 – 30 7 – 20 55 – 90 14 – 55
Mg
2+
mg/L - - 404 – 687 119
Fe tổng mg/L - - 204 – 208 13,0

Kết quả phân tích cũng cho thấy sự khác biệt giữa thành phần nước rỉ rác tại hai BCL Gò
Cát và Phước Hiệp, BCL Gò Cát nồng độ COD trong nước rỉ rác vẫn còn khá cao trung
bình dao động trong khoảng 20.000 – 25.000mgO
2
/L, tỉ lệ BOD
5
/COD dao động trong
khoảng 0,45 – 0,50; với nồng độ NH
3
cao nhất lên đến > 2.000mg/l, giá trị pH lớn hơn
7,3. Trong khi đó BCL Phước hiệp hoàn toàn khác biệt, chỉ sau gần một năm vận hành
nồng độ COD giảm còn rất thấp trung bình dao động trong khoảng 2.000 – 3.000 mgO
2
/L
cao nhất đạt đến 5.000 mgO
2
/L, tỉ lệ BOD
5
/COD thấp dao động trong khoảng 0,15 -
0,30, nồng độ NH
3
tăng lên trên 1.000mg/L theo thời gian vận hành và giá trị pH lớn 8,0.
Giải thích sự khác biệt số liệu giữa giữa hai BCL là do qui trình vận hành của mỗi BCL
và hệ thống thu gom NRR ở BCL Phước Hiệp và BCL Gò Cát cũng khác nhau nên dẫn
đến thành phần các chất ô nhiễm trong NRR ở 2 BCL cũng khác nhau.
CHƯƠNG 3
9
Nghiên cứu quá trình oxy hóa Fenton khử COD trong nước rác sau xử lý sinh học
TỔNG QUAN VỀ CÁC PHƯƠNG PHÁP XỬ LÝ NƯỚC RỈ RÁC
3.1. PHƯƠNG PHÁP CƠ HỌC

những trường hợp khi các tạp chất gây nhiễm bẩn trong nước thải không thể tách bằng
10
Nghiên cứu quá trình oxy hóa Fenton khử COD trong nước rác sau xử lý sinh học
những phương pháp khác. Thường dùng các chất oxi hóa như: Clo khí và lỏng, nước
Javen NaOCl, kalipermanganat KMnO
4
, hypocloric Canxi Ca(ClO)
2
,….
3.3. PHƯƠNG PHÁP SINH HỌC
Phương pháp này thường được sử dụng để làm sạch các loại nước thải có chứa các chất
hữu cơ hòa tan hoặc các chất phân tán nhỏ, keo cũng như một số chất vô cơ như H
2
S,
sunfit, ammonia, nitơ,…dựa trên cơ sở hoạt động của vi sinh vật để phân hủy các chất
hữu cơ gây ô nhiễm. Vi sinh vật sử dụng chất hữu cơ và một số khoáng chất làm thức ăn
để sinh trưởng và phát triển.
Một cách tổng quát, phương pháp xử lý sinh học có thể phân chia làm 2 cách : XLSH
trong điều kiện tự nhiên ( hồ sinh vật), XLSH trong điều kiện nhân tạo ( hiếu khí, kị khí)
Phương pháp kị khí: sử dụng nhóm vi sinh vật kị khí hoạt động trong điều kiện không có
oxi ( UASB, bể tiếp xúc kị khí, )
Phương pháp hiếu khí: sử dụng nhóm vi sinh vật hiếu khí, hoạt động trong điều kiện
cung cấp oxi liên tục ( Aerotank, SBR, mương oxi hóa,…)
Hồ sinh vật: còn gọi là hồ ổn định nước thải. Xử lý nước thải trong các ao hồ ổn định là
phương pháp xử lý đơn giản nhất. Trong hồ sinh vật diễn ra quá trình oxy hóa sinh học
các chất hữu cơ như vi khuẩn, tảo và các loại thủy sinh vật khác, tương tự như quá trình
làm sạch nguồn nước mặt. Vi sinh vât sử dụng oxy sinh ra từ rêu tảo trong quá trình
quang hợp cũng như oxy từ không khí để oxy hóa các chất hữu cơ, rong tảo lại tiêu thụ
CO
2

12
– 10
14
M
-1
sec
-1
). Tuy vậy, nồng độ
ozon trong nước trước khi ozon hóa tương đối cao, trong khi đó, nồng độ gốc hydroxyl
trong điều kiện ozon hóa thông thường lại tương đối nhỏ, vì thời gian sống của gốc
hydroxyl ngắn (thời gian bán hủy tính bằng phần nghìn giây- microsecond), nên nồng độ
gốc hydroxyl
*
OH khi oxy hóa bằng ozon không bao giờ vượt quá 10
-12
M [ Glaze et al.,
1988].
Hoigne et al. (1977) đã nhận thấy, trong điều kiện axit, con đường oxi hóa trực tiếp bằng
phân tử ozon là chủ yếu, trong điều kiện pH cao, hoặc trong những điều kiện có những
tác nhân khác như H
2
O
2
, UV, chất xúc tác,…tạo thuận lợi cho quá trình tạo gốc
*
OH, con
đường oxy hóa gián tiếp thông qua gốc hydroxyl sẽ là chủ yếu và hiệu quả oxy hóa được
nâng cao. Do đó, thay vì sử dụng ozon một mình, nhiều công trình nghiên cứu đã theo
hướng tìm kiếm các tác nhân phối hợp với ozon hoặc hất xúc tác nhằm tạo ra gốc
*

O
3
Oxi hoa trực tiếp chất ô
nhiễm bằng phân tử O
3
Phân hủy Ozon
tạo gốc *OH
Oxi hóa chất ô nhiễm
gián tiếp qua gốc *OH
Phản ứng với các anion
HCO
3
-
,CO
3
-
làm tiêu
hao gốc *OH
Nghiên cứu quá trình oxy hóa Fenton khử COD trong nước rác sau xử lý sinh học
một tác nhân oxy hóa mạnh nhất trong số các tác nhân oxy hóa được biết từ trước đến
nay. Gốc hydroxyl OH có khả năng phân hủy oxy hóa không chọn lựa mọi hợp chất hữu
cơ, dù là loại khó phân hủy nhất, biến chúng thành những hợp chất vô cơ (còn gọi là
khoáng hóa) không độc hại như CO
2
, H
2
O, các axít vô cơ, … Từ những tác nhân oxy hóa
thông thường như hydrogen peroxide (H
2
O

trình sau:
Fe
2+
+ H
2
O
2
 Fe
3+
+ *OH + OH
-

Những phản ứng có thể xảy ra trong quá trình Fenton, và một số hằng số tốc độ phản ứng
được trình bày trong bảng 3.1.
Bảng 3.1. Các phản ứng chủ yếu trong quá trình Fenton
Phản ứng Phương trình phản ứng
Hằng số tốc độ phản ứng, k
(l/mol.s)
Tác giả
1 Fe
2+
+ H
2
O
2
 Fe
3+
+ *OH + OH
-
63 Gallard, 1998

O + *HO
2
3,3x10
7
Buxton, 1998
5 Fe
2+
+ *OH
2
 Fe
3+
+ HO
2
-
1,2x10
6
Rush, 1985
6 Fe
3+
+ *HO
2
 Fe
2+
+ O
2
+ H
+
2,0x10
3
Rush, 1985

→ Fe(OH)
3
xảy ra nhanh hơn quá trình khử Fe
3+
→ Fe
2+
của phương
trình (2), do đó làm giảm nguồn tạo Fe
2+
, vì thế pH trở thành yếu tố hạn chế tốc độ phản
ứng, và phản ứng Fenton xảy ra thuận lợi khi pH nhỏ hơn 5.
Ảnh hưởng của tỉ lệ Fe
2+
: H
2
O
2
và loại ion Fe (Fe
2+
hay Fe
3+
)
Tốc độ phản ứng tăng khi tăng nồng độ H
2
O
2
, đồng thời nồng độ H
2
O
2

2
O
2
và tỉ lệ Fe
2+
: H
2
O
2
có ảnh hưởng đến sự tạo thành
và sự mất mát gốc hydroxyl OH theo các phương trình nói trên, vì thế sẽ tồn tại một tỉ lệ
Fe
2+
: H
2
O
2
tối ưu khi sử dụng. Tỉ lệ tối ưu này nằm trong khoảng rộng 0,3 – 1:10
mol/mol, tùy thuộc vào bản chất và nồng độ của chất cần xử lý và vì vậy cần phải xác
định bằng thực nghiệm khi áp dụng vào từng đối tượng cụ thể .
Như đã trình bày ở phần trên, việc sử dụng ion Fe
2+
hay Fe
3+
không ảnh hưởng gì đến tác
dụng xúc tác cho phản ứng Fenton, tuy nhiên sử dụng Fe
2+
sẽ tốt hơn.
Ảnh hưởng của các anion vô cơ
Một số anion vô cơ thường có trong nước thải có thể làm giảm hiệu quả của quá trình


→
CO
3
-
+ OH
-
(k = 4,2 * 10
8
M
-1
s
-1
)
14
Nghiên cứu quá trình oxy hóa Fenton khử COD trong nước rác sau xử lý sinh học
 OH + HCO
3
-

→
HCO
3
+ OH
-
(k = 1,5 * 10
7
M
-1
s

phản ứng nhiều nhất, trong khi đó các ion sulfat (SO
4
2-
), nitrat (NO
3
-
), photphat (H
2
PO
4
-
)
có ảnh hưởng ở mức độ thấp hơn.
Ảnh hưởng của nhiệt độ
Hiệu quá của quá trình Fenton tăng với việc tăng nhiệt độ, với hiệu ứng thể hiện rõ ràng
hơn tại nhiệt độ < 20
0
C. Tuy nhiên, trong khi những nhiệt độ tăng ở trên 50
0
C, hiệu quả
H
2
O
2
sử dụng suy giảm, do sự phân hủy của H
2
O
2
thành oxy và nước, theo thực nghiệm,
quá trình Fenton xảy ra tốt nhất tại nhiệt độ trong khoảng 20-40

) có thể đem lại hiệu quả tốt hơn (và an
toàn hơn) so với việc tăng liều lượng chất phản ứng ngay từ lúc đầu.
Việc xác định quá trình phản ứng xảy ra hoàn toàn có thể gặp nhiều khó khăn, sự có mặt
của lượng dư H
2
O
2
sẽ gây ra những trở ngại trong việc phân tích COD, lượng dư H
2
O
2
có
thể được loại bỏ bằng cách nâng pH lên khoảng 7-10 hay trung hòa với dung dịch
bisulfit. Quan sát sự thay đổi màu của nước thải có thể đánh giá quá trình phản ứng, màu
của nước thải sẽ tối lại khi H
2
O
2
được thêm vào và nước sẽ sạch hơn khi quá trình phản
ứng hoàn tất.
15
Nghiên cứu quá trình oxy hóa Fenton khử COD trong nước rác sau xử lý sinh học
3.4.2.2. Oxy hóa bằng ozon với hydrogen peroxit (O
3
/ H
2
O
2
)
Peroxon là quá trình oxy hóa của ozone (O

3
 2*OH + 3O
2
Các yếu tố ảnh hưởng
Ảnh hưởng của các ion vô cơ
Những muối vô cơ, các hợp chất carbonat, bicarbonat thúc đẩy sự phân hủy Ozone và
tăng lượng Ozone tiêu thụ, hàm lượng carbonat trong nước thải hay lượng carbonat sinh
ra trong quá trình xử lý có thể ảnh hưởng đến tốc độ oxy hóa và hiệu quả của quá trình xử
lý bằng Ozone. Mức độ oxy hóa phụ thuộc vào cấu trúc phân tử của hợp chất hữu cơ,
những hợp chất hữu cơ trong phân tử có chứa nhóm đẩy điện tử (OH, NH
2
…) có thể bị
oxy hóa bởi Ozone nhanh hơn các hợp chất chứa nhóm hút điện tử (NO
2
, Cl…).
Những phản ứng săn lùng gốc hydroxyl OH của một số anion đặc trưng như sau:
 OH + CO
3
2-

→
CO
3
-
+ OH
-
(k = 4,2 * 10
8
M
-1

-1
)
Nói chung, các ion clorua, cacbonat, bicacbonat thường có ảnh hưởng kìm hãm tốc độ
phản ứng nhiều nhất, trong khi đó các ion sulfat (SO
4
2-
), nitrat (NO
3
-
), photphat (H
2
PO
4
-
)
có ảnh hưởng ở mức độ thấp hơn.
16
Nghiên cứu quá trình oxy hóa Fenton khử COD trong nước rác sau xử lý sinh học
Độ pH
pH ảnh hưởng đến tính chất các sản phẩm phụ tạo thành và hiệu quả của quá trình oxy
hóa. Tốc độ oxy hóa các hợp chất tăng theo pH do sự gia tăng tạo thành các gốc hóa trị
(OH) tự do khi có mặt ion OH
-
. Nhiều nghiên cứu nhận thấy gốc hóa trị tự do được tạo
ra nhanh nhất tại pH ≥ 8. Tuy nhiên, hiệu quả xử lý giảm do tại pH cao một lượng lớn
Ozone tự phân hủy mất đi.Tại pH = 7, sự hình thành gốc hóa trị tự do cân bằng với tốc độ
phân hủy, giá trị pH tối ưu cho quá trình Peroxon thường nằm trong khoảng 7 - 8.
Tỉ lệ H
2
O

Nước rác hồ số
7 (có hóa chất)
Nước rác hồ số 3
(có hóa chất)
Hồ kị khí
Xả
tươi
Hồ xử lý
vôi
Hồ lắng
vôi
Hồ sinh
học
Hồ xử lý
hóa chất
Nước rác
Khử
trùng
Nghiên cứu quá trình oxy hóa Fenton khử COD trong nước rác sau xử lý sinh học
Công nghệ xử lý nước rỉ rác Đông Thạnh của NUPHACO thể hiện ở hình 3.3. nước thải
đầu tiên qua hồ sinh học, sau đó được xử lý qua hấp phụ ba bậc hồ bằng bùn lắng từ nhà
máy nước Thủ Đức. Công đoạn cuối cùng là khử trùng bằng Chlorine.
Hình 3.3. Công nghệ xử lý nước rỉ rác Đông Thạnh của
NUPHACO(CEFINEA,2003)
Bảng 3.2. Chất lượng nước rỉ rác Đông Thạnh của NUPHACO ( CEFINEA,2003)
Thông số Đầu vào Đầu ra
COD,mg/l 2.500 530
BOD
5,
mg/l 650 78

Bể oxy hóa
Feton
Bể tuyển nổi
hóa học
Xả Lắng
Hồ sinh vật
(Tảo)
Nước vào
Nghiên cứu quá trình oxy hóa Fenton khử COD trong nước rác sau xử lý sinh học
Bảng 3.3Chất lượng nước rĩ rác Đông Thạnh của NUPHACO ( CEFINEA,2003)
Thông số Đầu vào Đầu ra
COD,mg/l 2.500 72
BOD
5,
mg/l 610 27
BOD
5
: COD 0,24 0,38
Ammonia, mg/l 970 43
Tổng N, mg/l 1.200 9,5
Tổng P, mg/l 7 3,6
Công nghệ CTA cũng ứng dụng hồ sinh học nuôi tảo, sau đó tảo được tuyển nổi bằng
phương pháp hóa học. Phần COD còn lại sau bể tuyển nổi tiếp tục được khử trùng bằng
phương pháp oxy hóa Fenton. Chất lượng nước sau khi xử lý đạt yêu cầu xả ra nguồn loại
B.
Các công nghệ trên đều ứng dụng hồ sinh học, đòi hỏi mặt bằng lớn. Quá trình hồ với sự
tham gia của thực vật nước như tảo, lục bình có thể đạt hiệu quả trong xử lý Ammonia
đối với nước rỉ rác của BCL lâu năm. Tuy nhiên, để đạt yêu cầu xả vào nguồn loại B
( COD = 100 mg/l), các công nghệ trên đều phải ứng dụng các phương pháp oxy hóa
mạnh ( H

dao động từ 12-24 h.
- Từ 8 bể UASB, nước sẽ tự chảy xuống 6 bể Aerotank, thời gian lưu nước trong bể
Aerotank từ 8 – 12 h. Bể Aerotank hoạt động theo dạng mẻ.
- Nước từ các bể Aerotank tự chảy vào hệ thống hồ sinh học từ hồ số 2 tới hồ số 5 và
sau đó được xử lý triệt để hơn bằng hệ sinh thái rừng tràm. Khi đó, nước đạt tiêu
chuẩn xả vào kênh 15.
Trong giai đoạn đầu vận hành BCL hàm lượng các chất hữu cơ rất cao COD 57.325
mgO
2
/L, tỉ lệ BOD/COD rất cao 80 - 90%. Công nghệ tổng hợp xử lý nước thải rỉ rác
thích hợp nhất là kết hợp giữa các quá trình xử lý sinh học (UASB, ASSBR, hệ thống hồ
sinh học). Với công nghệ này nước rỉ rác sau xử lý có thể đạt tiêu chuẩn tiêu chuẩn giới
hạn cho phép xả vào nguồn loại B (5942-1995). Nhưng chỉ sau hơn 1 năm vận hành nồng
độ COD giảm từ 50.574 – 57.325mg/L xuống 1.375 – 2.683mg/l, tỉ lệ BOD/COD thấp,
hàm luợng nitơ cao, và hàm lượng các chất khó phân hủy sinh học tăng làm cho hệ thống
xử lý không còn hiệu quả và hiện tại hệ thống xử lý đang được cải tạo.
 Công ty TNHH Khoa Học Công Nghệ Môi Trường Quốc Việt
Năm 2004 Công ty Khoa Học Công Nghệ Môi Trường Việt đầu tư xây dựng hệ thống xử
lý nước rỉ rác với công suất 800m
3
/ngày. Công nghệ xử lý nước rỉ rác của Công ty Quốc
Việt áp dụng là kết hợp phương pháp sinh học và hóa lý, nước rỉ rác từ hồ chứa của BCL
được bơm vào hồ tiếp nhận, tại đây axít H
2
SO
4
được cho vào nhằm làm giảm pH của
nước rỉ rác để tạo môi trường thuận lợi cho quá trình kị khí diễn ra đạt hiệu quả cao, để
đảm bảo điều kiện kị khí toàn bộ mặt thoáng của hồ được phủ bằng một lớp bạt nhựa.
Tiếp theo nước tự chảy sang hồ phản ứng, ở đây FeCl

H2
Đầu
ra
TCVN 5945-
1995, cột B
1 pH - 7,40 7,85 6,73 8,12 8,06 7,99 6,93 5,5 – 9,0
2 COD mgO2/l 2.720 2.016 1.088 845 660 600 77 100
3 BOD mgO2/l 660 90 90 80 78 66 48 50
4 N-NH3 mg/L 1.184 1.092 658 532 356 258 22 1
5 N-Norg mg/L 140 105 70 77 39 28 8 -
21
Hồ kỵ khí
Hồ phản ứng
Hồ hiếu khí
Hồ sinh học
FeCl
3
Hồ chứa NRR
Kênh 15
Hồ tiếp nhận
Hồ lắng
Nước sạch
H
2
SO
4
Nghiên cứu quá trình oxy hóa Fenton khử COD trong nước rác sau xử lý sinh học
6 Nitơ tổng mg/L 1.324 1.197 728 609 395 286 30 60
7 Fe tổng mg/L 40 37 147 24 27 15 5 5
Nguồn: CENTEMA 02/2007

nước rỉ rác là 81.875đ để xử lý nước rỉ rác đạt tiêu chuẩn Việt Nam TCVN 5945
-1995 cột B.
22
Nghiên cứu quá trình oxy hóa Fenton khử COD trong nước rác sau xử lý sinh học

Hình 3.7. Sơ đồ dây chuyền công nghệ xử lý nước rỉ rác
23
Kênh 15
Bể điều hòa
Bể đuổi khí
Bể hấp phụ than hoạt tính
Bể lọc cát
Hồ hiếu khí + lắng
Bể lắng 2
Bể phản ứng 1(Keo tụ)
Bể tạo bông 1
Bể lắng 1
Bể phản ứng 2
Nước rỉ rác
H
2
SO
4
FeCl
3
H
2
SO
4
H

- Tiết kiệm rất nhiều chi phí điện năng so với giảm nồng độ ammonia về nhỏ hơn
400mg/L.
Bên cạnh đó, quá trình đuổi khí còn có tác dụng làm kết tủa canxi, và giảm quá trình vôi
hóa trong bể kị khí, UASB là công trình được áp dụng để xử lý COD với nồng độ cao,
sau bể UASB nồng độ COD giảm còn khỏang 2.000-2.500mgO
2
/L, nồng độ này thích
hợp cho VSV hiếu khí hoạt động. Nước rỉ rác sau khi được xử lý qua UASB sẽ qua hồ
hiếu khí kết hợp lắng với thời gian lưu nước 4 ngày nhằm oxy hóa lượng ammonia còn
lại thành NO2-, NO3- và N2.
Nước rỉ rác sau quá trình lắng, phần nước trong được bơm vào bể phản ứng nhanh (phản
ứng 1). Trong quá trình này, chất keo tụ FeCl3 được cấp vào bể và dung dịch H2SO4
được châm vào bể nhằm điều chỉnh pH đến giá trị tối ưu (pH = 3,5) đồng thời giúp cho
hiệu quả xử lý của quá trình keo tụ đạt cao nhất. Sau đó, nước rỉ rác tự chảy qua bể tạo
bông 1(khuấy chậm). Trong bể tạo bông, nhờ có quá trình khuấy trộn thủy lực mà các
bông cặn có điều kiện kết dính lại với nhau tạo thành những bông bùn lớn hơn và lắng
trong bể lắng 1.
Kết tiếp phần nước trong được dẫn sang bể oxy hóa với quá trình áp dụng là oxy hóa
Fenton. Trong quá trình này chất oxi hóa mạnh H2O2 và chất xúc tác FeSO4 được cho
vào, pH của quá trình oxy hóa dao động trong khoảng 2,6-3,0. Tai đây hỗn hợp NRR và
hóa chất oxy hóa được trộn đều với chế độ khuấy trộn nhẹ tạo điều kiện cho chất oxi hóa
và chất xúc tác phản ứng với nhau để tạo ra gốc *OH và thực hiện quá trình phân hủy các
chất hữu cơ khó phân hủy sinh học, chủ yếu là axít Fulvic.
Nước sau quá trình oxi hóa bậc Fenton được để lắng và qua bể trung gian để nâng pH lên
5 bằng NaOH chuẩn bị thực quá trình xử lý cuối cùng là lọc qua than hoạt tính. Tuy
nhiên để đạt hiệu quả xử lý cao hơn thì trước khi qua than hoạt tính nước rỉ rác được cho
qua bể lọc cát nhằm loại bỏ những cặn lơ lửng, than sử dụng là loại LRCR cũa Mỹ với
liều lượng sử dụng là 1mg than/0.2-0.3mg COD.
Bùn từ hồ lắng một phần được tuần hoàn lại về hồ hiếu khí, phần dư sẽ được đưa về bể
chứa bùn. Bùn từ 2 bể lắng (lắng sau keo tụ với FeCl3 và lắng sau khi oxi hóa bằng