NGHIÊN CỨU XỬ LÝ NƯỚC THẢI BẰNG OZONE

ThS. NGÔ CHỈNH QUÂN
Trung tâm nhiệt đới Việt Nga – CN phía Nam

Hiện nay, đất nước ta đang mạnh mẽ bước vào thời kỳ công nghiệp hóa, hiện đại hóa. Bên cạch sự phát triển
vượt bậc của kinh tế nói chung và công nghiệp nói riêng nổi lên một nguy cơ đáng lo ngại là sự ô nhiễm môi trường
ngày một trầm trọng, đe dọa sự phát triển bền vững của chính nền kinh tế. Trong số các chất gây ô nhiễm, đáng quan
ngại nhất là các hợp chất vòng thơm ( HCT ) và các dẫn xuất clo của chúng ( DXCLHCT ). Các HCT thường rất bền
vững trong điều kiện tự nhiên và rất khó xử lý bằng các phương pháp thông thường. Điều đó đặt ra nhiệm vụ cho
chúng tôi tìm một phương pháp thích hợp để xử lý chúng.

1. Vài nét về các phương pháp xử lý nước thải.
Hiện nay, để xử lý nước thải người ta thường áp dụng nhóm các phương pháp sau một cách độc lập hoặc kết
hợp :
- Phương pháp cơ học : Lắng cặn , gạt nổi , lọc … Phương pháp này áp dụng cho các chất ô nhiễm không tan,
có khối lượng riêng khác nước, hoặc ở dạng hạt có kích thước lớn.
- Phương pháp hóa lý : Dùng hóa chất để trung hòa , tạo huyền phù , tạo kết tủa , hấp phụ trao đổi … Phương
pháp thường áp dụng xử lý nước thải của các nhà máy hóa chất.
- Phương pháp sinh học : Phân hủy chất hữu cơ ( CHC ) nhờ vi khuẩn kỵ khí , hiếu khí, rong , tảo, nấm …
Phương pháp này thường đơn giản, hiệu quả tốt và chi phí thấp, do đó thướng được áp dụng khi xử lý nước bị ô
nhiễm bởi các chất hữu cơ.
Trong rất nhiều trường hợp, các phương pháp thông thường kể trên không hiệu quả. Với các loại nước thải
nhiễm các chất độc khó phân hủy, chẳng hạn thuốc trừ sâu, thuốc diệt cỏ …, vi sinh vật hầu như không hoạt động
được, do vậy áp dụng phương pháp vi sinh tỏ ra rất ít hiệu quả. Để giải quyết vấn đề này, người ta đã áp dụng các
phương pháp oxy hóa nâng cao (Advanced Oxidation Processes-AOPs).
1.1. Phương pháp oxy hóa dùng tác nhân oxy hóa là oxy không khí trong môi trường nước (Wet Air
Oxidation – WAO) và có thêm xúc tác (CWAO)
Bản chất của phương pháp này là oxy hóa CHC nhờ oxy hoặc không khí trong môi trường nước, ở nhiệt độ và

với pK=11,6 (1)
Nếu sử dụng H
2
O
2
một cách độc lập thì hiệu quả phân hủy các CHC rất hạn chế. Hiệu quả đó tăng rất mạnh
khi kết hợp H
2
O
2
với một số tác nhân khác như: Fe
2+
, Fe
3+
, ozone hoặc bức xạ cực tím ( ultraviolet - UV). Tổ hợp
Fe
2+
/ H
2
O
2
được gọi là tác nhân Fenton; còn Fe
3+
/H
2
O
2
– tác nhân tương tự Fenton. Xúc tác Fe
2+
có thể dùng ở

2
® Fe
3+
+ HO¯ + OH& với k
2
= 76 mol
-1
s
-1
(2)
Sau đó xảy ra phản ứng phục hồi Fe
2+
Fe
3+
+ H
2
O
2
® Fe
2+
+ H
+
+ HO
2
& với k
3
< 3x10
-3
mol
-1

2
/UV có thể thêm xúc tác là oxyt của một số kim loại chuyển tiếp. Khi dùng xúc tác
conve rte d by W eb2PDFC o nve rt.co m
là Fe
2+
, ta có hệ Fenton/UV. Dưới tác dụng của bức xạ UV có độ dài sóng 253,7 nm, H
2
O
2
trong dung dịch nước bị
phân hủy thành gốc OH với hiệu suất quang ( quantum yield ) j là 0,5.
Với tác nhân tương tự Fenton, bức xạ UV ( với l > 300 nm ) sẽ khử Fe
3+
thành Fe
2+
và kèm theo sự tạo
thành gốc OH theo phản ứng (4).
[FeOH]
2+
+ hn ® Fe
2+
+ OH& (4)
1.3. Phương pháp oxy hóa dùng tác nhân là ozone
Trong số các chất oxy hóa thường đựoc sử dụng, ozone là một chất oxy hóa rất mạnh ( xem bảng 1 ). Ozone
có thể được sử dụng tổ hợp với UV, H
2
O
2
, oxyt kim loại, điện phân. …
Ozone tác dụng với các CHC tan trong nước chủ yếu theo hai cơ chế sau:

1/2
[O
3
]
3/2
(6)
Trong đó, k
A
= 2 k
22
; k
B
= 2k
25
( k
23
/ k
26
)
1/2
Theo biểu thức trên, ở môi trường kiềm, sự phân hủy ozone tăng, Thực nghiệm cho thấy, khi oxy hóa các hợp
chất đa vòng thơm (PAH) chỉ bằng một mình ozone, hiệu quả tốt khi pH = 7 – 12.
· Như vậy, CHC có thể bị phân hủy bởi ozone theo cả hai cơ chế: trực tiếp và gốc. Khi đó, phương trình động học
chung của quá trình đó biểu diễn như sau :
- d[P]/dt = k
d
[O
3
][P] + k
id

+ HO
2
¯ ® HO
2
& + O
3
¯ ® --- ® OH& (8)
Nhưng nếu nồng độ trong dung dịch quá lớn ( > 0,02M ), H
2
O
2
lại có tác dụng ức chế phản ứng của ozone
với CHC.
Phản ứng tiến hành với hệ ozone/ H
2
O
2
sẽ thuận lợi khi môi trường hơi kiềm. Nhưng nếu môi trường kiềm
quá cao thì lại có sự tăng phản ứng cạnh tranh khử gốc bởi ion HO
2
¯ .
1.3.4. Tổ hợp ozone/UV
Theo Beltrán và Malato, một mình bức xạ UV không có tác dụng làm giảm COD và TOC ( Total organic
compound ) của nước thải nhiễm các CHC. Nhưng khi kết hợp nó với ozone hoặc H
2
O
2
lại cho kết quả rất tốt. Khi
đó, trong dung dịch nước, dưới tác dụng của bức xạ UV, xảy ra phản ứng phân hủy ozone và H
2

P
+ k
OH.P
C
OH
C
P
(9)
Trong đó, I
hp
là cường độ bức xạ bị hấp phụ bởi dung dịch chất nghiên cứu; F
P
là phần bức xạ bị chất hấp
phụ;
F
P
là hiệu suất quang của chất; C
P
là nồng độ chất trong dung dịch; C
OZ
là nồng độ ozone trong dung
dịch; k
P
là hằng số phản ứng trực tiếp giữa ozone với chất; C
OH
là nồng độ gốc OH
&
trong dung dịch; k
OH.P
là hằng số phản ứng giữa gốc OH

Chúng tôi đã tiến hành thí nghiệm ozone hóa một số đối tượng sau:
- Nước nhiễm 2,4 – Dichlorphenone ( 2,4 – DCP ).
- Khử màu nước thải nhà máy sản xuất bột giấy bằng phương pháp nấu kiềm và không thu hồi kiềm ( ký hiệu
N ).
- Khử màu nước thải nhà máy sản xuất bột giấy bằng phương pháp hấp nhiệt kết hợp ép áp suất cao ( ký hiệu
H ).
- Nước nhiễm Dioxin.
2.1. Ozone hóa nước nhiễm 2,4 - DCP
Đã tiến hành phản ứng ozone hóa với các kiểu phản ứng cùng các thành phần và các yếu tố tham gia phản ứng
khác nhau ( xem bảng 2 )
Bảng 2: Các kiểu phản ứng cùng các thành phần và các yếu tố tham gia phản ứng
Ký hiệu
mẫu
[2,4-DCP]
mg/l*
Sục
ozone

[XT
Fe
2
O
3
]
g/l
[H
2
O
2
]

0
0
1
Khộng
Không
Axit
Kiềm
Không
8
8
4
8,5
8
Thấp
T.bình
Thấp
Thấp
Thấp
K7
K8
K12
K13
750
750
750
750
Có
0
Có
Có

2
O
2
.
- Nhóm thứ 2 bao gồm các thí nghiệm còn lại. Trong đó coi K7 là chuẩn với hệ xúc tác Fe
2
O
3
/ H
2
O
2
/UV từ
đèn Hg áp suất thấp. Các thí nghiệm khác có thay đổi như sau: K8 không sục ozone mà chỉ sục không khí thường;
K12 và K13 thay đổi pH bằng kiềm và axit.
Kết quả các thí nghiệm được đánh giá qua chỉ tiêu COD, được liệt kê trong bảng 3 và 4; được đưa lên đồ thị
ở hình 2 và 3.
conve rte d by W eb2PDFC o nve rt.co m
Bảng 3: Sự biến đổi COD trong quá trình ozone hóa dung dịch 2,4 – DCP của nhóm thí nghiệm thứ nhất
Kí hiệu mẫu Thời gian phản ứng, giờ
0 1 2 3 5 8
K2 490 320 225 192 172 170
K3 502 385 350 317 284 246
K4 506 376 315 271 262 211
K5 495 420 375 352 330 271
K6 503 186 108 95 71 70
Bảng 4: Sự biến đổi COD trong quá trình ozone hóa dung dịch 2,4 – DCP của nhóm thí nghiệm thứ nhất
Kí hiệu mẫu Thời gian phản ứng, giờ
0 1 2 3 5 8
K7 750 327 214 165 120 108

và cột tiếp xúc. Sau thời gian phản ứng 3 giờ, các dung dịch trước và sau phản ứng được đưa đi phân tích nồng độ
Dioxin bằng sắc ký/khối phổ theo phương pháp EPA – 8280 của Mỹ, với nồng độ phát hiện 5 pg/l. Kết quả ghi ở
bảng 7.
Bảng 7: Hiệu quả phân hủy dioxin bằng ozone/ XTFe
2
O
3
/UV
Loại PCDD

Nồng độ, pg/l Mức giảm, %
Trước xử lý Sau xử lý
2,3,7,8 – TCDD
1,2,3,7,8 –
PeCDD
10 067
78
Không phát hiện
Không phát hiện
Coi như 100
Coi như 100

3. Nhận xét
¨ Hệ tác nhân Ozone – XT Fe
2
O
3
– UV tỏ ra thích hợp khi oxy hóa các hợp chất thơm và các dẫn xuất Clo của hợp
chất thơm.
¨ Phản ứng của ozone với 2,4 – DCP diễn ra theo cơ chế gốc.Và do vậy, H