Trường Đại Học Công Nghiệp Thành Phố Hồ Chí Minh
Viện Khoa Học Công Nghệ & Quản Lý Môi Trường
---ooo 0 ooo---
ĐỒ ÁN HỌC PHẦN XỬ LÝ NƯỚC
ĐỀ TÀI:
NGHIÊN CỨU XỬ LÝ NƯỚC THẢI
DỆT NHUỘM BẰNG PHƯƠNG PHÁP
OXY HÓA NÂNG CAO

Nghiên cứu xử lý nước thải dệt nhuộm bằng phương pháp oxy hóa nâng cao
NHẬN XÉT CỦA GIÁO VIÊN HƯỚNG DẪN
……………………………………………………………………………………
…………………………………………………………………………………………
…………………………………………………………………………………………
…………………………………………………………………………………………
…………………………………………………………………………………………
…………………………………………………………………………………………
…………………………………………. …………………….....................................
…………………………………………………………………………………………
…………………………………………………………………………………………
…………………………………………………………………………………………
…………………………………………………………………………………………
…………………………………………………………………………………………
…………………………………………………………………………………………
…………………………………………………………………………………………
…………………………………………………………………………………………
…………………………………………………………………………………………
…………………………………………………………………………………………
…………………………………………………………………………………………
…………………………………………………………………………………………
…………………………………………………………………………………………

COD Chemical Oxygen Demand Nhu cầu oxy hóa học
HTXLNT Hệ thống xử lý nước thải
PAC Polymer Aluminium Clorid Poly nhôm clorua
POP Persistent Organic Polution Chất hữu cơ khó phân hủy
QCVN Quy chuẩn Việt Nam
TOC Total Organic Carbon Tổng cacbon hữu cơ
TSS Total Suspended Solid Tổng chất rắn lơ lửng
DANH MỤC CÁC BẢNG
Tên bảng Nội dung Trang
Bảng 3.1 Thế oxy hóa của một số tác nhân oxy hóa thường gặp 14
Nguyễn Huy Phú & Nguyễn hồng Phương
3
Nghiên cứu xử lý nước thải dệt nhuộm bằng phương pháp oxy hóa nâng cao
Bảng 3.2 Phân loại các quá trình oxy hóa nâng cao 15
Bảng 3.3 Những hợp chất hữu cơ bị oxy hóa bởi tác nhân *OH đã
nghiên cứu
19
Bảng 3.4 Mức độ loại bỏ các Clobenzen khi áp dụng hệ O
3
/xúc tác
đồng thể
22
Bảng 5.1 Thông số đầu vào HTXL nước thải Cty 28 28
Bảng 5.2 Hiệu quả xử lý của phương pháp Fenton 37
Bảng 5.3 Hiệu quả xử lý của phương pháp Catazon 43
DANH MỤC CÁC HÌNH
Tên bảng Nội dung Trang
Hình 2.1 Sơ đồ chung công nghệ dệt nhuộm 10
Hình 2.2 Giản đồ nhuộm cellulose bằng thuốc nhuộm hoạt tính 11
Hình 5.1 Đồ thị thể hiện phương trình đường chuẩn độ màu 28

Hình 5.10 Đồ thị thể hiện tương quan giữa hiệu quả xử lý và pH sơ
bộ của quá trình Catazon.
37
Hình 5.11 Đồ thị thể hiện pH tối ưu của quá trình Catazon 38
Hình 5.12 Đồ thị thể hiện hiệu quả xử lý khi thay đổi lượng phèn sắt
trong quá trình Catazon
39
Hình 5.13 Đồn thị thể hiện tỷ lệ phèn sắt/ phèn nhôm tối ưu trong
quá trình Catazon.
40
Hình 5.14 Đồ thị thể hiện thời gian sục khí ozon tối ưu trong quá
trình Catazon.
41
Hình 5.15 Đồ thị thể hiện ảnh hưởng của xúc tác lên hiệu quả xử lý
COD, xử lý độ màu trong quá trình Catazon.
41
Hình 5.16 Đồ thị thể hiện tương quan giữa hiệu quả xử lý và lượng
chất trợ keo tụ PAC trong quá trình Catazon.
MỤC LỤC
DANH MỤC CÁC BẢNG.....................................................................................3
MỤC LỤC..............................................................................................................5
CHƯƠNG 1...........................................................................................................6
MỞ ĐẦU................................................................................................................6
Nguyễn Huy Phú & Nguyễn hồng Phương
5
Nghiên cứu xử lý nước thải dệt nhuộm bằng phương pháp oxy hóa nâng cao
CHƯƠNG 1
MỞ ĐẦU
1.1 Lý do chọn đề tài
Trong những năm gần đây phát triển kinh tế gắn với bảo vệ môi trường là chủ

tỉ lệ H
2
O
2
/O
3
,…
1.3 Mục đích nghiên cứu
. Tiến hành các thí nghiệm thực tế như xác định pH, lượng H
2
O
2
, lượng Fe
2+
…
đi đến xác định các yếu tố tối ưu cho quá trình xử lý của từng phương pháp và đưa
ra so sánh tổng quan về hiệu quả xử lý của các phương pháp tính hiệu quả về mặt
công nghệ và kinh tế.
1.4 Đối tượng nghiên cứu
Nước thải dệt nhuộm.
1.5 Phạm vi nghiên cứu
Nước thải Xí nghiệp nhuộm, thuộc Tổng công ty 28, bộ Quốc Phòng.
1.6 Phương pháp nghiên cứu
1.6.1. Phương pháp thí nghiệm thực nghiệm
Đề tài thực hiện nghiên cứu thực nghiệm từ PTN có đủ dụng cụ, thiết bị, hóa
chất cần thiết. Phương pháp lấy mẫu, bảo quản mẫu, phương pháp phân tích mẫu
nước thải dưa trên tiêu chuẩn đánh giá QCVN 13:2008/BTNMT.Tiến hành thí
nghiệm được lặp lại nhiều lần để lấy kết quả tin cậy.
1.6.2. Phương pháp xử lý số liệu
Kết quả thí nghiệm và khảo sát được nhập vào phần mềm Microsoft word,

môi trường khác nhau  tính chất nước thải cũng khác nhau.
Nước thải tẩy dệt: có pH dao động từ 9-12, hàm lượng chất hữu cơ cao COD
từ 1000-3000mg/l do thành phần các chất tẩy gây nên. Độ màu của nước thải ở giai
đoạn ban đầu có thể lên đến 10000 Pt-Co, hàm lượng cặn lơ lửng khoảng 200mg/l
nồng độ này giảm ở những giai đoạn cuối. Thành phần của nước thải bao gồm:
thuốc nhuộm thừa, chất hoạt động bề mặt, các chất oxy hoá cellulose, xút, chất điện
ly,…
Nước thải nhuộm: không ổn định và khá đa dạng thay đổi trong ngay cả một
nhà máy khi nhuộm những loại vải khác nhau. Cho đến nay hiệu quả hấp phụ thuốc
Nguyễn Huy Phú & Nguyễn hồng Phương
9
Nhuộm In bông
Làm Bóng
Chuẩn bị nhuộm
(Rủ hồ, nấu,tẩy)
Nghiên cứu xử lý nước thải dệt nhuộm bằng phương pháp oxy hóa nâng cao
nhuộm cũng chỉ đạt khoảng 70%, các chất nhuộm ở dạng nguyên thuỷ hoặc bị phân
huỷ ngoài ra một số các chất điện ly, chất hoạt động bề mặt, chất tạo môi trường
cũng tồn tại trong thành phần nước thải nhuộm gây ra độ màu rất cao của nước thải
nhuộm.
Thành phần chính của nước thải nhuộm thường chứa các gốc như: RSO
3
Na,
RSO
3
, N-OH, R-NH
2
, R-Cl…pH của nước thay đổi từ 2-14, độ màu rất cao có khi
lên đến 50.000Pt-Co hàm lượng COD thay đổi từ 80-18.000mg/l.
Mức độ gây ô nhiễm của nước thải dệt nhuộm phụ thuộc vào chủng loại và số

Nghiên cứu xử lý nước thải dệt nhuộm bằng phương pháp oxy hóa nâng cao
Trong đó S – là phần làm cho thuốc nhuộm có tính tan thường là nhóm
-SO
3
Na
R - phần mang màu của thuốc nhuộm, không ảnh hưởng đến mối liên kết giữa
thuốc nhuộm và xơ. Nó quyết định màu sắc độ bền màu với ánh sáng và vài chỉ tiêu
khác.
T- nhóm mang nguyên tử hay nhóm phản ứng. Nó làm nhuiệm vụ liên kết
thuốc nhuộm với xơ, và có ảnh hưởng quyết định đến độ bền mối liên kết này, trước
hết là bền màu với gia công ướt. Trong một số trường hợp nó quyết định tốc độ
phản ứng.
X- nguyên tử hay nhóm phản ứng. Trong điều kiện nhuộm nó tách khỏi phân
tử thuốc nhuộm, tạo khả năng cho thuốc nhuộm phản ứng hoá học với xơ.
Thuốc nhuộm hoạt tính tạo liên kết với xơ theo hai cơ chế phản ứng sau: phản
ứng thế ái nhân và phản ứng công hợp ái điện tử.
Phản ứng thế ái nhân: trường hợp thuốc nhuộm thuộc họ triazin, pymirazin
S – R – T – X + CelO
-
 S – R – T – O – Cel + X- (2.1)
ở pH 8-9 và nhiệt độ cao.
Để phản ứng dịch chuyển theo chiều thuận phải tiến hành loại X- vừa tạo
thành. Ngoài phản ứng trên trong quá trình nhuộm còn xảy ra phản ứng thuỷ phân:
S – R – T – X + OH  S – R – T – OH + X
-
(2.2)
Khi nhiệt độ và pH tăng thì tốc độ phản ứng thuỷ phân nhanh hơn tốc độ gắn
màu, làm thuốc nhuộm bị thuỷ phân dẫn đến độ tận trích giảm. Nhiệt độ và pH là
hai yếu tố quan trọng trong kỹ thuật nhuộm.
Phản ứng cộng hợp ái điện tử: thường xảy ra với thuốc nhuộm họ vinylsunfon:

11
Nghiên cứu xử lý nước thải dệt nhuộm bằng phương pháp oxy hóa nâng cao
Giai đoạn 2: gắn thuốc nhuộm lên xơ - sợi bằng các chất kiềm, còn gọi là giai
đoạn nhuộm kiềm tính, lúc này đưa thêm tác nhân kiềm vào. Tuỳ loại thuốc nhuộm
mà ta đưa tác nhân kiềm phù hơp. Phải chia làm hai giai đoạn vì thuốc nhuộm hoạt
tính có ái lực với cellulose không cao. Do đó phải thuốc nhuộm nào có ái lực lớn
mới nhuộm gián đoạn (tận trích).
Muối ăn và các chất tương tự đưa vào giai đoạn đầu để tăng hàm lượng các
chất bám vào xơ, tăng hiệu suất sử dụng thuồc nhuộm (đưa NaCl vào một thời gian
nhất định sẽ nâng cao độ bền màu), sử dụng triệt để thuốc nhuộm đạt độ sâu màu
cao. Khi có mặt kiềm thì thuốc nhuộm mới liên kết hoá học với xơ. Tùy từng loại
thuốc nhuộm do các hãng chế tạo khác nhau mà thuốc nhuộm hấp phụ vào xơ đạt
75-95%. Nhưng thực tế chỉ đạt 65-75% phần còn lại bị thuỷ phân.
Nguyễn Huy Phú & Nguyễn hồng Phương
12
Nghiên cứu xử lý nước thải dệt nhuộm bằng phương pháp oxy hóa nâng cao
CHƯƠNG 3
GIỚI THIỆU CÁC QUÁ TRÌNH OXY HÓA NÂNG CAO
3.1 Định nghĩa
Các quá trình oxy hóa nâng cao là những quá trình phân hủy oxy hóa dựa vào
gốc tự do hoạt động hydroxyl *OH được tạo ra ngay trong quá trình xử lý.
Gốc hydroxyl là tác nhân oxy hóa mạnh nhất trong những tác nhân oxy hóa đã
biết từ trước đến nay, có khả năng phân huỷ oxy hóa không chọn lựa mọi hợp chất
hữu cơ, dù là loại khó phân huỷ nhất, biến chúng thành những hợp chất vô cơ (còn
gọi là khoáng hoá) không độc hại như CO
2
, H
2
O, axít vô cơ…từ những tác nhân oxy
hóa thông thường như hydrogen peroxit, ozone, có thể nâng cao khả nâng oxy hoá

Hypocloric axit
Hypoiodic axit
Clo
Brom
Iod
1.59
1,57
1.49
1.45
1.36
1.09
0.54
(Nguồn: Zhou, H. and Smith, D.H, 2001)
Nhiều tác nhân oxy hoá mạnh là các gốc tự do trong đó gốc hydroxyl là tác
nhân oxy hoá mạnh nhất có thế oxy hoá là 2,8V, cao gấp 1,52 lần ozone, gấp 2,05
lần Cl.
Đặc tính của gốc tự do là trung hoà về điện trong khi các ion đều mang điện
tích dương hoặc âm. Gốc tự do được tạo thành từ sự tách ra hai phần bằng nhau của
liên kết electron. Các gốc tự do này không tồn tại sẵn như các tác nhân oxy hoá
thông thường mà chỉ được sản sinh trong quá trình phản ứng với thời gian tồn tại rất
ngắn chỉ khoảng vài phần nghìn giây nhưng liên tục sinh ra trong suốt quá trình
phản ứng.
3.2 Phân loại
Theo cơ quan bảo vệ môi trường Mỹ , dựa theo đặc tính quá trình sử dụng hay
không sử dụng nguồn năng lượng bức xạ tử ngoại UV có thể phân loại quá trình
oxy hóa nâng cao thành hai nhóm như bảng 3.2
Bảng 3.2 Phân loại các quá trình oxy hóa nâng cao
Nhóm quá trình Quá trình
Các quá trình oxy hóa nâng cao
không nhờ tác nhân ánh sáng

Quá trình quang Fenton biến thể
Quá trình quang xúc tác bán dẫn
UV/TiO
2
(Nguồn, US EPA, 1998;US EPA, 2001)
3.3 Tình hình nghiên cứu và áp dụng các quá trình oxy hóa nâng cao
hiện nay
Nhờ những ưu thế nổi bật trong việc loại bỏ chất ô nhiễm hữu cơ, đặc biệt là
những chất ô nhiễm hữu cơ khó phân hủy (POP), trong việc khử trùng an toàn và
triệt để. Công nghệ dựa trên các quá trình oxy hóa nâng cao dựa trên gốc tự do
Hydroxyl *OH được xem như chiếc “chìa khóa vàng” để giải bài toán thách thức
cho nghành xử lý nước và nước thải hiện nay. Đó là lý do tại sao AOP được mệnh
danh là quá trình xử lý nước của thế kỷ 21.
3.4 Cơ sở lý thuyết của quá trình Fenton
Năm 1894 trong tạp chí của Hội hoá học Mỹ đã công bố công trình nghiên cứu
của tác giả J.H.Fenton, trong đó ông quan sát thấy phản ứng oxy hóa của axit malic
bằng H
2
O
2
đã tăng mạnh khi có mặt là các ion sắt. Sau đó tổ hợp H
2
O
2
và muối sắt
Fe
2+
được sử dụng làm tác nhân oxy hóa rất hiệu quả cho nhiều đối tượng rộng rãi
các chất hữu cơ và được mang tên “tác nhân Fenton” (Fenton reagent).
3.4.1 Cơ chế phản ứng và phương thức phản ứng của gốc hydroxyl *OH

3+
mới hình thành:
Fe
3+
+ 3OH
-
→Fe(OH)
3
(3.2)
Nguyễn Huy Phú & Nguyễn hồng Phương
15
Nghiên cứu xử lý nước thải dệt nhuộm bằng phương pháp oxy hóa nâng cao
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.
• 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.
3.4.2 Cơ chế tạo thành gốc hydroxyl
•
OH và động học các phản ứng
Fenton:
* Phản ứng giữa H
2
O
2
và chất xúc tác Fe

–
(3.3)
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:

Fe
2+
+ H
2
O
2
→ Fe
3+

+
*
OH + OH
–
(3.4)
Fe
3+
+ H
2
O
2
→ Fe
2+


2+

+
*
HO
2
→ Fe
3+
+ HO
2

-
(3.8)
Fe
3+

+
*
HO
2
→

Fe
2+
+O
2
+ H
+
(3.9)


2+
→ OH
-
+ Fe
3+
(3.10)
*
OH + H
2
O
2
→ H
2
O +
*
HO
2
(3.11)

*
OH + RH →
*
R + H
2
O (3.12)
Các gốc
•
R có thể oxy hóa Fe
2+
, khử Fe

3+
:
Phản ứng (2) xảy ra xem như phản ứng phân hủy H
2
O
2
bằng chất xúc tác Fe
3+
và tạo ra Fe
2+
để sau đó tiếp tục xảy ra theo phản ứng (1) hình thành gốc hydroxyl
theo phản ứng Fenton. Tuy nhiên tốc độ ban đầu của phản ứng ôxy hóa bằng tác
nhân H
2
O
2
/ Fe
3+
chậm hơn rất nhiều so với tác nhân Fenton H
2
O
2
/ Fe
2+
. Nguyên
nhân vì trong trường hợp này Fe
3+
phải được khử thành Fe
2+
trước khi hình thành

hydroquinon, phenol, diclorophenol
Eter Tetrahydrofuran
Axit Focmic, gluconic, lactic, propionic, tactaric
Andehyd Axetaldehyd, benzaldehyd, focmandehyd, glyoxal, isobutirandehyd,
tricloroaxetaldehyd
3.4.3 Nhng nhõn t nh hng n quỏ trỡnh Fenton
3.4.3.1 ảnh hởng của độ pH
Trong các phản ứng Fenton, độ pH ảnh hởng lớn đến tốc độ phản ứng và nồng
độ Fe
2+
từ đó ảnh hởng rất lớn đến tốc độ phản ứng và hiệu quả phân hủy các chất
hữu cơ. Trong dung dịch có pH từ 2-7 các phần tử Fe(II) sẽ nằm dới dạng Fe
2+
(aq)
;
đối với các phần tử Fe(III), ở pH <3 chúng sẽ nằm dới dạng Fe
3+

(aq)
và khi pH gần
đến 3 là dạng FeOH
+2
(aq) và khi 3 <pH <7 chúng ở dạng Fe(OH)
2
+
(aq)
. Do đó trong
môi trờng axit sẽ rất thuận lợi cho quá trình tạo gốc hydroxyl tự do HO* theo phản
ứng sau:
Fe

làm giảm nguồn tạo ra Fe
2+
và thành yếu tố hạn chế tốc độ của phản ứng. Qua
nhiều nghiên cứu cho thấy phản ứng Fenton xảy ra thuận lợi khi pH từ 3-5, đạt tốc
độ cao nhất khi pH nằm trong khoảng hẹp trên dới 3, và hiệu quả càng giảm dần
khi pH tăng. Nh đối với benzen hiệu suât xử lý sau 5h ở pH =3 là khoảng 95%, ở
pH =5 là khoảng 35% và ở pH =6 khoảng 20%. (Kochany et al, 1998)
Khi nghiờn cu nh hng ca pH n tc oxy húa cỏc cht hu c
bng h Fenton Fe
2+
/H
2
O
2
trong iu kin d Fe
2+
([Fe
2+
]>2[H
2
O
2
]) loi tr nh
hng ca cỏc ion Fe
3+
, khi pH trờn di 3 tc phn ng nhanh vỡ *OH c to
ra trc tip t H
2
O
2

/COD thờng từ 0.5-1 (Schwarzer,H.1998).
Mặt khác theo phơng trình (1) cho thấy tỉ thức phân tử của ion Fe
2+
và H
2
O
2
bằng 1, nhng trong thực tế thì không theo đúng tỉ lệ này. Ion Fe
2+
và H
2
O
2
không
chỉ tham gia phản ứng 1 tạo ra gốc OH* mà còn tham gia các phản ứng (3), (4) kết
quả là làm tiêu hao gốc OH* vừa tạo ra, do dó tỉ lệ Fe
2+
/H
2
O
2
có ảnh hởng lớn đến
việc hình thành và phân huỷ các gốc OH*, chính vì vậy tồn tại một tỉ lệ tối u khi sử
dụng. Tỉ lệ tối u này nằm trong một khoảng rộng từ (0.3-1)/10 mol/mol tuỳ thuộc
vào chất ô nhiễm cần xử lý và đợc xác định bằng thực nghiệm.
Việc sử dụng ion Fe
2+
hay Fe
3+
không ảnh hởng gì đến tác dụng xúc tác cho

(NO
3
-
), photphat (H
2
PO
4
-
) cũng làm hiệu quả của quá trình Fenton giảm đi.
Phản ứng của một số gốc thờng gặp trong hệ thống Fenton:
OH* + CO
2-
3
= CO
3
* + OH
-
(k= 4.2x10
8
M
-1
s
-1
) (3.15)
OH* + HCO
-
3
= HCO
3
* + OH

CO
3
(không ăn
hydroxyl) sẽ có thể loại bỏ tác dụng kìm hãm tốc độ phản ứng của các ion
cacbonat và bicacbonat.
Nói chung, các ion clorua, cacbonat và bocacbonat thờng có ảnh hởng kìm
hãm tốc độ phản ứng nhiều nhất, trong khi đó các ion sunfat, phosphat hay nitrat
có ảnh hởng ở mức độ thấp hơn.
3.5 C ch ca quỏ trỡnh Catazon
3.5.1 Quỏ trỡnh catazon ng th
Cht xỳc tỏc kim
Thc hin phn ng ozon húa vi mụi trng pH cao cú tỏc dng nõng cao
ỏng k nng lc oxi húa ca ozon. Nguyờn nhõn vỡ trong mụi trng pH cao
phn ng gia ion hydroxit v ozon dn n hỡnh thnh gc anion superoxit O
2
-
v gc hydroperoxit *HO
2
:
O
3
+ OH
-
*HO
2
+ O
2
- (3.18)
Bng phn ng gia ozon v gc anion superoxit, gc anion ozonit *O
3

/pH cao cho hiệu quả thấp hơn
Bảng 3.4 Mức độ loại bỏ các Clorobenzen khi áp dụng hệ O
3
/xúc tác đồng thể
HỢP CHẤT Dung dịch pha
chế O
3
/pH cao
% loại bỏ
Dung dịch pha
chế O
3
/Fe
(II)
% loại bỏ
Dung dịch pha chế
O
3
/Mn
(II)
%
loại bỏ
Monoclorobenzen 100 100 98
1,3-diclorobenzen >80 100 100
1,4-diclorobenzen 93 99 100
1,2-diclorobenzen 94 100 100
1,3,5-Triclorobenzen 98 100 100
1,2,4-Triclorobenzen 99 100 100
1,2,3-Triclorobenzen 93 99 100
Tetraclorobenzen TTCB

+ O
3
Fe
3+
+ *O
3
- (3.20)
*O
3
-
+H
+
*HO
3 (3.21)
*HO
3
*OH +O
2 (3.22)
Trong khi đó, Nowell và Hoigne (1987) lại cho rằng quá trình ozon hóa với chất
xúc tác Fe
2+
( Fe
2+
/O
3
) xảy ra không giai đoạn trung gian tạo gốc hydroxyl *OH mà
chỉ có sự chuyển oxi từ ozon sang ion Fe
2+
theo cơ chế như sau :
Fe

làm tăng đáng kể mức đô phân hủy phenol so với chỉ sử dụng ozon
đơn độc. Các tác giả cho rằng nguyên nhân có thể hoặc do sự tạo thành gốc tự do
hoặc do sự gia tăng các tâm nucleophile của các phân tử bị hấp phụ.
Bhat và Gurol (1995) khi nguyên cứu oxy hóa clorobenzen khi có mặt khoáng
goethite (α- FeOOH) cũng nhận thấy mức độ oxy hóa được nâng cao đáng kế so với
khi sử dụng ozone đơn độc.
Naydenov et al (1992) đã nhận thấy benzene có thể bị khoáng hóa hoàn toàn khi
oxi hóa bằng cách ozon hóa với sự có mặt của chất xúc tác MnO
2
. Ma et al cũng đã
cho thấy được tạo thành insutu trong quá trình ozon hóa atrzin với sự có mặt một
lượng nhỏ chất xúc tác Mn(II), kết quả mức độ oxi hóa cao đạt hơn so với khi oxi
Nguyễn Huy Phú & Nguyễn hồng Phương
22
Nghiên cứu xử lý nước thải dệt nhuộm bằng phương pháp oxy hóa nâng cao
hóa bằng ozon một mình. Với chất xúc tác Mn(II) trong quá trình oxi hóa bằng
oxalic axit bằng ozon, Andreozzi et al (1996) cũng cho thấy hiệu quả được nâng cao
nhiều so với ozon hóa không có chất xúc tác MnO
2
.
Quá trình catazon với chất xúc tác dị thể TiO
2
đã được các nhà khoa học ở
trường đại học Poitiers (Pháp) tập trung nghiên cứu nhiều. Paillard et al (1991),
Gracia et al (1998) đã nghiên cứu phản ứng ozon hóa với chất xúc tác TiO
2
cho thấy
axit oxalic bị ô xi hóa hoàn toàn thành CO
2
và nước. Các tác giả cũng cho thấy

hoàn toàn sang tỏ (Munter, 2001). Theo Legube et al (1999), cơ chế quá trình ozon
hóa dị thể có thể xảy ra theo hai khả năng đề xuất sau:
Khả năng thứ nhất : chất xúc tác chỉ đóng vai trò như một chất hấp phụ Me-OH,
ozon và gốc hydroxyl tạo ra từ sự phân hủy ozon sẽ là tác nhân ozon hóa. Chẳng
hạn, trong trường hợp oxi hóa các axit hữu cơ AH (như xalixilic axit hoặc xuxinic
axit ) , các hợp chất này hấp phụ rất nhanh trên bề mặt của chất xúc tác. Một số oxit
như nhôm oxit có thể tạo thành những vòng càng cua (chelate) trên bề mặt với các
phối tử (ligand) la xalixilic và xucxunic axit. Kết quả dẫn đến là có thể xuất hiện
điện tích âm rất mạnh trong vòng càng cua 5 hoặc 6 cạnh và ozon (hoặc gốc
hydroxyl) có thể oxi hóa phức chất bề mặt để cho các bán sản phẩm (by-products)
oxi hóa, nhứng sản phẩm này có thể hấp phụ trở lại trên bề mặt chất xúc tác (P và
R- bán sản phẩm đầu tiên hoặc bán sản phẩm cuối cùng bị hấp phụ), hoặc có thể
giải hấp đi vào dung dịch (P
’
và R
’
- bán sản phẩm đầu tiên hoặc bán sản phẩm cuối
cúng bị giải hấp). Những bán sản phẩm cuối cùng bị hấp phụ R sẽ được giải hấp
vào dung dịch và sau đó xảy ra quá trình oxi hóa bằng ozon hoặc gốc hydroxyl
trong dung dịch theo các cơ chế đã khảo sát các phần trước đây.
Trong giả thiết này vai trò thực sự của kim loại trên chất mang không được xác
định rõ, và chỉ thấy vai trò của chất mang mà thôi.
Khả năng thứ hai: theo giả thiết này , chất xúc tác có thể tác dụng với cả ozon và
chất hữu cơ hấp phụ trên bề mặt,đúng nghĩa với bản chất của quá trình xúc tác. Bắt
Nguyễn Huy Phú & Nguyễn hồng Phương
23
Nghiên cứu xử lý nước thải dệt nhuộm bằng phương pháp oxy hóa nâng cao
đầu từ chất xúc tác dưới dạng bị khử (Me
khử
), ozon sẽ oxi hóa kim loại này. Phản

cao chất lượng nước thải đầu ra đạt QCVN 13: 2008/BTNMT.
4.1.2 Đối tượng nghiên cứu
- Nước thải đầu vào HTXLNT Xí nghiệp dệt Cty 28.
4.1.3 Mô hình nghiên cứu
- Các thí nghiệm thực hiện trong phòng thí nghiệm trong những becker.
4.1.4 Tiến hành thí nghiệm
- Chuẩn bị 7 berker 500ml
- Cho vào mỗi berker 200ml nước thải dệt nhuộm
- Chỉnh giá trị pH về 3.6 bằng axit H
2
SO
4
- Lượng H
2
O
2
30% cho vào mỗi berker là 2ml
- Lượng phèn cho vào được thể hiện ở bảng sau:
STT 1 2 3 4 5 6 7
V Fe
2+
(ml) 1 2 4 6 8
1
0
1
2
- Khuấy đều các dung dịch trong becker 1phút, sau đó để yên cho dung dịch
lắng trong 1h.
- Sau 1h nâng pH lên 7-8 bằng NaOH (ghi nhận thể tích NaOH đã dùng),
thêm 3 giọt polyme anion.