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 − 275 nm, 40 W) c b trí ng p vào trong thi t b ph n ng s d ng t i a n ng l ng b c x c a èn. Hi u qu x lý n c r rác b ng tác nhân UV − Fenton i u ki n gián o n ã c xác nh. nh h ng c a các y u t v n hành v th i gian l u (HRT), pH, li u Fenton và COD ban u n hi u qu x lý COD và màu c a n c r rác ã c nghiên c u ch ra. Quá trình UV − Fenton này có th lo i n 71% COD và 90% màu c a n c r rác pH ~3,0, n ng H 2 O 2 = 125 mg/L, n ng Fe 2+ = 50 mg/L, sau th i gian l u 2 gi . Ngoài ra, tính phân h y sinh h c c a n c th i sau khi quá trình x lý ã t ng lên áng k , t l BOD 5 : COD t ng t 0,15 n 0,46. T khóa: oxi hóa nâng cao, lo i COD, n c r rác, UV-Fenton I. Giới thiệu Bãi chôn l 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 b ề mặt. Xử lý hóa - lý truyền thống như sục khí, keo tụ, tạo bông, lắng thường đòi hỏi chi phí cao cho v ận hành, hóa chất và thiết bị. Các quá trình xử lý khác như thẩm thấu 166 ngược, hấp phụ bằng than hoạt tính thường chỉ chuyển dạng ô nhiễm, nên chưa giải quy ết triệt để bài toán về xử lý ô nhiễm môi trường. Hi ện nay, các quá trình oxi hóa nâng cao (AOPs) rất được quan tâm nghiên cứu trong l ĩnh vực xử lý nước và nước thải. Nguyên nhân là do gốc tự do hydroxyl ( . OH) được tạo ra từ AOPs là một tác nhân oxi hóa rất mạnh (E o = 2,8V), có thể khoáng hóa các HCHC b ền vững và làm tăng tỷ lệ BOD 5 /COD của nước thải, giúp cho quá trình xử lý sinh h ọc đạt hiệu quả tốt hơn. Nhiều nghiên cứu đã chỉ ra rằng, hiệu suất loại COD c ủa NRR “già” bằng tác nhân Fenton đạt xấp xỉ 60% [9], hiệu quả có thể đến 75% với NRR đã được tiền xử lý bằng sinh học [6]. Bức xạ UV hay khả kiến có thể hỗ trợ cho quá trình Fenton khoáng hóa các ch 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 ho ạt động kể từ năm 1999. Nguồn NRR phát sinh ở đây có lượng lớn HCHC khó bị phân h ủy sinh học (tỷ lệ BOD 5 /COD < 0,13), nên việc xử lý nguồn NRR này chỉ dựa vào h ệ thống ao sinh học đơn thuần như hiện nay chưa có thể đáp ứng được các tiêu chu ẩn thải [2]. Thời gian qua đã có một số nghiên cứu xử lý NRR từ BCL CTR Thủy Ph ương bằng thực vật thủy sinh (cỏ vetiver), keo tụ bằng muối FeCl 3 , Al 2 (SO 4 ) 3 , PAC và oxi hóa nâng cao b ằng tác nhân Fenton. Trong số đó, quá trình Fenton cho hiệu suất lo ại COD cao nhất (58%), nhưng để đạt được hiệu suất trên thì lượng Fe 2+ và H 2 O 2 đưa 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. 167 M u NRR − T 2 NRR sau x lý H thu NRR BCL s II Ao k khí Ao hi u khí Ao l c hi u khí I Ao l c hi u khí II Thành c a h ao x lý ng di chuy n c 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. − M ẫu sau khi chuyển về phòng thí nghiệm được bảo quản lạnh bằng thùng xốp đậy kín, chứa hỗn hợp nước đá và muối sống, hoặc bằng tủ lạnh ở nhiệt độ 2−4 o C. Hình 1. S h th ng sinh h c x lý NRR t BCL CTR Th y Ph ng và v trí thu m u 2.2. Bố trí thí nghiệm Bình ph ản ứng được làm bằng thủy tinh chịu nhiệt hình trụ (Bomex, đường kính 3,6 cm và chi ều cao 30 cm). Sử dụng nguồn UV nội từ đèn thủy ngân hiệu SANKYO DENKI G8T5/Nh ật Bản (λ = 200−275 nm, công suất 40 W), đèn được bọc trong ống th ủy tinh thạch anh chịu nhiệt và nhúng ngập vào bể phản ứng. Với hệ thống đèn UV n ội này có thể tăng tối đa sự tiếp xúc của đèn với dung dịch, do đó tận dụng tối đa năng l ượng bức xạ phát ra từ đèn. Sơ đồ bình phản ứng sử dụng trong nghiên cứu xử lý NRR 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 H th ng b o v b c x UV Ngu n i n ng th y tinh th ch anh của bức xạ UV) và bật đèn UV. Thời điểm bật đèn được tính là thời điểm bắt đầu phản ứng. Thời gian của một đợt phản ứng kéo dài 120 phút với tần suất lấy mẫu là 20 phút/l ần. Hình 2. S bình ph n ng UV − Fenton 2.3. Phương pháp phân tích − Các thông s ố chất lượng NRR như TSS, COD, BOD 5 , Fe tổng và độ kiềm tổng được xác định theo các phương pháp tiêu chuẩn của APHA (1999) [3]. NH 4 −N được xác 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 + 7H 2 O. Để loại ảnh hưởng của H 2 O 2 dư, mẫu sau quá trình xử lý được dừng phản ứng ngay b ằng cách thêm NaOH 1N đến pH 10−11 và đun kín ở 60−70 o C, thời gian 10 phút để đuổi hết H 2 O 2 dư, rồi mới tiến hành phân tích COD [11]. 2.4. Ph ương pháp đánh giá, biểu diễn số liệu − Đánh giá đặc điểm NRR dựa trên tiêu chuẩn Quốc gia TCVN 7733:2007. − Hi ệu suất xử lý được tính theo công thức: %100 0 0 × − = C 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, theo m ột số tác giả có thể kết luận NRR−T 1 ở Thủy Phương đang ở giai đoạn “già hóa” [4, 13]. N ồng độ BOD 5 , COD, NH 4 −N đối với mẫu NRR−T 1 và NRR−T 2 biến động khá l ớn và đều vượt TCVN 7733:2007 (tiêu chuẩn áp dụng cho nước thải của BCL CTR). Đối với mẫu NRR−T 2 , theo cảm nhận khi quan sát về màu, mùi, cũng như các giá trị xác định được của các thông số BOD 5 , COD, NH 4 −N đều giảm đáng kể so với NRR−T 1 . Tuy nhiên, giá tr ị các thông số này vẫn còn cao hơn TCVN 7733:2007 (cột B) nhiều lần nên NRR−T 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 mg/L 398 ± 200 148 ± 47 50 COD mg/L 2442 ± 962 623 ± 180 300 BOD 5 /COD − 0,16 ± 0,02 0,24 ± 0,06 − NH 4 −N mg/L 543 ± 222 184 ± 56,5 25 Fe tổng mg/L 26,3 ± 6,8 20,0 ± 6,2 − Độ kiềm tổng mgCaCO 3 /L 4874 ± 597 1419 ± 77 − Cl − mg/L 1199 ± 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  HO 2 − + H + và HO 2 − + hν  . OH + ˙ O − [10]. Để đánh giá và xác định các điều kiện tối ưu cho quá trình UV−Fenton trong xử lý NRR, ở nghiên cứu này, chúng tôi tiến hành khảo sát ảnh hưởng của bức xạ UV, nồng độ H 2 O 2 , nồng độ Fe 2+ thêm vào, pH và COD đầu đến hiệu quả xử lý của quá trình. 170 3.2.1. Ảnh hưởng của nồng độ H 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 ại màu của hệ UV−Fenton rất cao, đạt trên 90% sau HRT = 60 phút. 3.2.2. Ảnh hưởng của nồng độ Fe 2+ L ựa chọn nồng độ H 2 O 2 = 125 mg/L, pH~3, kết quả khảo sát hiệu suất loại COD khi thay đổi nồng độ Fe 2+ thêm vào (25 mg/L, 50 mg/L, 75 mg/L và 100 mg/L) (Hình 5) cho th ấy, sự có mặt của tác nhân Fe 2+ đã nâng hiệu suất loại COD của NRR lên rất đáng k ể. Có thể thấy rằng, thừa hay thiếu nồng độ Fe 2+ đều làm giảm hiệu suất của quá trình x ử lý. Điều này có thể được giải thích rằng, sự có mặt của tác nhân Fe 2+ đã xúc tác cho các ph ản ứng tạo gốc . 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 O 2 ). Tuy nhiên, hiệu quả này có giới hạn khi liều Fenton quá cao. Khi n ồng độ muối Fe 2+ tăng sẽ một mặt làm tăng TDS và độ dẫn điện của nước thải, m ặt khác làm tăng lượng bùn thải chứa sắt sau quá trình xử lý. Nồng độ H 2 O 2 dư cũng s ẽ ảnh hưởng bất lợi đến quá trình xử lý sinh học sau này [13]. Hình 3 . nh h ng c a H 2 O 2 (mg/L) 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, [Fe 2+ ] = 50 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 Dựa vào kết quả các khảo sát trên, chúng tôi lựa chọn nồng độ H 2 O 2 = 125 mg/L và nồng độ Fe 2+ = 50 mg/L để nghiên cứu ảnh hưởng của pH đến hiệu suất loại COD của quá trình UV–Fenton. Một số nghiên cứu trước đây về ảnh hưởng của pH đến hiệu quả xử lý NRR bằng quá trình Fenton được Wang và nnk tổng hợp đã chỉ ra rằng, pH tối ưu có khoảng dao động từ 2,0–4,5 [13]. Điều này cũng đã nghiệm đúng trong trường hợp nghiên cứu trên hệ UV–Fenton. Kết quả thí nghiệm (Hình 6) cho thấy, pH thích hợp cho quá trình xử lý UV–Fenton nằm trong khoảng hẹp 3–4, hiệu suất loại COD có xu hướng giảm khi pH tăng và thấp nhất đối với các trường hợp NRR không điều chỉnh pH (pH = 7,6). Kết quả này có thể do NRR không được điều chỉnh pH về môi trường axit dẫn đến thiếu ion H + làm cho quá trình tự phân hủy của H 2 O 2 diễn ra nhanh chóng. Ở pH > 5 theo Meeker, H 2 O 2 sẽ nhanh chóng tự phân hủy tạo H 2 O và O 2 , 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 O 2 ] = 125 mg/L, [Fe 2+ ] = 50 mg/L) 172 3.2.4. Ảnh hưởng của nồng độ COD đầu của NRR Ở pH~3, lựa chọn liều Fenton [Fe 2+ ] = 50 mg/L và [H 2 O 2 ] = 125 mg/L để khảo sát hiệu suất loại COD của NRR theo các giá trị COD đầu thay đổi từ 1412 đến 3610 mg/L. Kết quả khảo sát cho thấy, trong khoảng giá trị COD trên, ở cùng thời gian lưu, hiệu suất loại COD của NRR bằng hệ UV–Fenton tăng khi COD đầu của NRR giảm. Một số kết quả tính toán tỷ lệ tiêu thụ Fe 2+ và H 2 O 2 ở thời điểm HRT = 60 phút, NRR có COD (1412 → 3610 mg/L) được trình bày ở Bảng 2. So với các nghiên cứu xử lý NRR bằng quá trình UV–Fenton trước đây của Kim và Rivas đối với các mẫu NRR khoảng giá trị COD (1150 → 3400 mg/L) [13], tỷ lệ tiêu thụ Fe 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, hiệu quả sử dụng H 2 O 2 có thể đánh giá dựa trên hệ số η được xác định theo phương trình: η = 2,12 x [COD] oxi /[H 2 O 2 ] x 100%. Trong đó, [COD] oxi là lượng COD đã bị loại, còn [H 2 O 2 ] là nồng độ H 2 O 2 thêm vào. Theo Kim và Lau, khi η > 100% thì hiệu quả sử dụng H 2 O 2 tốt, các HCHC bị oxi hóa hoàn toàn bởi gốc . OH. Trong trường hợp ngược 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 /COD của NRR (COD = 1953 mg/L) trước và sau khi xử lý b ằng quá trình UV–Fenton, ở điều kiện pH~3, [H 2 O 2 ] = 125 mg/L, [Fe 2+ ] = 50 mg/L (Hình 7) cho th ấy, quá trình UV–Fenton đã nâng tỷ lệ BOD 5 /COD của nước thải lên Mẫu COD (mg/L) [COD] oxi (mg/L) T ỷ lệ tiêu thụ (mg/mg COD) H ệ số η (%) Fe 2+ H 2 O 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 x ử lý tốt hơn trước khi thải ra môi trường. Trong điều kiện gián đoạn, áp dụng quá trình UV–Fenton (pH~3, H 2 O 2 = 125 mg/L, Fe 2+ = 50 mg/L và HRT = 120 phút) trên đối t ượng NRR (COD = 1412 mg/L) đã cho kết quả loại COD cao (71%) và loại màu rất cao (90%). M ẫu NRR ban đầu có COD = 1953 mg/L, tỷ lệ BOD 5 /COD ~0,15 sau quá trình x ử lý có thể đạt ~0,46. Đó là cơ sở để xem xét đến khả năng kết hợp các giữa quá trình UV–Fenton và sinh h ọc. Ngoài ra, hiệu quả sử dụng H 2 O 2 và Fe 2+ rất cao là một ưu điểm lớn của quá trình UV–Fenton. Tuy nhiên, hạn chế lớn nhất của quá trình UV– Fenton này là ph ải được tiến hành trong môi trường pH thấp. TÀI LI ỆU THAM KHẢO 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 sorption of heavy metals, Environ. Pollut., Vol 113, No. 3, (2001), 331 – 339. 5. Kanda J., Determination of ammonium in seawater based on the indophenol reaction with o-phenylphenol (OPP), Water Res., Vol 29, No. 12, (1995), 2746 – 2750. 6. Kang Y.H., Hwang K.Y., Effects of reaction conditions on the oxidation efficiency in the Fenton process, Water Res., Vol 34, No. 10, (2000), 2786 – 2790. 7. Kim S.M., Geissen S.U., Vogelpohl A., Landfill leachate treatment by a photoassisted Fenton reaction, Water Sci. Technol., Vol 35, (1997), 239 – 248. 8. Lau I.W.C., Wang P., Chiu S.S.T., Fang H.H.P., Photoassisted Fenton oxidation of refractory organics in UASB-pretreated leachate, J. Environ. Sci., Vol 14, No. 3, (2002), 388 – 392. 9. Lopez A., Pagano M., Volpe A., Di Pinto AC., Fenton’s pre-treatment of mature landfill leachate, Chemosphere 54, (2004), 1005 – 1010. 10. Rein Munter, Advanced oxidation processes – current status and prospects, Proc. Estonian Acad. Sci. Chem., Vol 50, No. 2, (2001), 59 – 80. 11. Talinli I and Anderson G.K., Interference of hydrogen peroxide on the standard COD test, Water Res., Vol 26, (1992), 107 – 110. 12. Wenzel A., Gahr A., Niessner R., TOC-removal and degradation of pollutants in leachate using a thin-film photoreactor, Water Res., Vol 33, (1999), 937 – 946. 13. Deng Y., James D. Englehardt, Treatment of landfill leachate by the Fenton process, Water Res., Vol 40, (2006), 3683 – 3694. . 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. 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. 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