Nghiên cứu xử lý thuốc trừ sâu isoprothiolane bằng các tác nhân fenton fe2 h2o2 và fenton UV fe2 UV h2o2

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO ĐẠI HỌC ĐÀ NẴNG NGUYỄN THỊ ĐOAN HƯƠNG NGHIÊN CỨU XỬ LÝ THUỐC TRỪ SÂU ISOPROTHIOLANE BẰNG CÁC TÁC NHÂN FENTON (Fe2+/ H2O2) VÀ FENTON UV (Fe2+/UV/ H2O2) LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC Đà Nẵng, Năm 2015 BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO ĐẠI HỌC ĐÀ NẴNG NGUYỄN THỊ ĐOAN HƯƠNG NGHIÊN CỨU XỬ LÝ THUỐC TRỪ SÂU ISOPROTHIOLANE BẰNG CÁC TÁC NHÂN FENTON (Fe2+/ H2O2) VÀ FENTON UV (Fe2+/UV/ H2O2) Chuyên ngành : Hóa hữu Mã ngành : 60 44 01 14 LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC Người hướng dẫn khoa học: TS BÙI XUÂN VỮNG Đà Nẵng, Năm 2015 LỜI CAM ĐOAN Tôi xin cam đoan công trình nghiên cứu riêng tơi Các số liệu kết nêu luận văn trung thực, đồng tác giả cho phép sử dụng chưa cơng bố cơng trình khác Tác giả luận văn Nguyễn Thị Đoan Hương MỤC LỤC MỞ ĐẦU 1 Lý chọn đề tài Mục đích nghiên cứu Đối tượng phạm vi nghiên cứu Phương pháp nghiên cứu Ý nghĩa khoa học ý nghĩa thực tiễn đề tài Kết cấu luận văn CHƯƠNG TỔNG QUAN VỀ TÀI LIỆU NGHIÊN CỨU 1.1 TỔNG QUAN VỀ THUỐC TRỪ SÂU 1.1.1 Khái niệm thuốc bảo vệ thực vật 1.1.2 Tình hình sử dụng thuốc bảo vệ thực vật 1.1.3 Phân loại thuốc bảo vệ thực vật 1.1.4 Ảnh hưởng thuốc trừ sâu 1.1.5 Giới thiệu hoạt chất Isoprothiolane 11 1.2 GIỚI THIỆU MỘT SỐ PHƯƠNG PHÁP XỬ LÝ NƯỚC THẢI 12 1.2.1 Phương pháp sinh học 12 1.2.2 Phương pháp hóa học 13 1.2.3 Phương pháp điện hóa 16 1.2.4 Phương pháp phá hủy vi sóng Plasma 16 1.2.5 Phương pháp Fenton 17 1.3 GIỚI THIỆU VỀ PHƯƠNG PHÁP FENTON 18 1.3.1 Một số phương pháp Fenton 18 1.3.2 Cơ chế Fenton đồng thể 22 1.3.3 Quá trình quang Fenton 25 1.4 NHỮNG YẾU TỐ ẢNH HƯỞNG ĐẾN QUÁ TRÌNH FENTON 26 1.4.1 Ảnh hưởng pH 26 1.4.2 Ảnh hưởng tỉ lệ Fe2+/H2O2 loại ion Fe (Fe2+ hay Fe3+) 27 1.4.3 Ảnh hưởng anion vô 27 1.5 ỨNG DỤNG CỦA PHƯƠNG PHÁP FENTON 28 1.5.1 Ứng dụng trình Fenton xử lý nước thải dệt nhuộm 28 1.5.2 Ứng dụng trình Fenton xử lý nước rỉ rác từ bãi chôn lấp 29 1.5.3 Ứng dụng trình Fenton xử lý nước thải thuốc trừ sâu 30 1.6 TÌNH HÌNH NGHIÊN CỨU XỬ LÝ THUỐC TRỪ SÂU 30 1.6.1 Các phương pháp đơn giản 31 1.6.2 Các phương pháp đại 32 1.7 TỔNG QUAN TÌNH HÌNH NGHIÊN CỨU TRONG VÀ NGỒI NƯỚC 35 1.7.1 Tình hình Việt Nam: chia làm giai đoạn 35 1.7.2 Tình hình giới 36 1.8 PHƯƠNG PHÁP XÁC ĐỊNH CHỈ SỐ COD 37 1.8.1 Phương pháp xác định số COD [4] 37 1.8.2 Nguyên tắc 37 1.8.3 Các yếu tố ảnh hưởng đến trình oxi hoá 38 CHƯƠNG NGHIÊN CỨU THỰC NGHIỆM 39 2.1 DỤNG CỤ, THIẾT BỊ VÀ HÓA CHẤT 39 2.1.1 Dụng cụ 39 2.1.2 Thiết bị 39 2.1.3 Hóa chất 39 2.2 PHA CHẾ HÓA CHẤT 40 2.3 SƠ ĐỒ HỆ THỐNG THÍ NGHIỆM 41 2.4 XÂY DỰNG ĐƯỜNG CHUẨN ISOPROTHIOLANE 41 2.5 XÁC ĐỊNH HIỆU SUẤT TÁCH COD 42 2.5.1 Lập đường chuẩn COD 42 2.5.2 Đo COD mẫu 43 2.6 CÁC BƯỚC TIẾN HÀNH THỰC NGHIỆM 44 2.6.1 Hệ Fe2+/H2O2 44 2.6.2 Hệ Fe2+/UV/H2O2 44 2.7 KHẢO SÁT CÁC YẾU TỐ ẢNH HƯỞNG ĐẾN QUÁ TRÌNH PHÂN HỦY ISOPROTHIOLANE BẰNG HAI HỆ TÁC NHÂN 45 2.7.1 Phân hủy Isoprothiolane tác nhân Fe2+/H2O2 45 2.7.2 Phân hủy Isoprothiolane tác nhân Fe2+/ UV/ H2O2 46 2.8 XÁC ĐỊNH HIỆU SUẤT PHÂN HỦY ISOPROTHIOLANE BẰNG PHƯƠNG PHÁP ĐO QUANG 48 2.9 XÁC ĐỊNH HIỆU SUẤT TÁCH COD 48 CHƯƠNG KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 49 3.1 KẾT QUẢ LẬP ĐƯỜNG CHUẨN HOẠT CHẤT ISOPROTHIOLANE 49 3.2 KẾT QUẢ LẬP ĐƯỜNG CHUẨN COD 50 3.3 KẾT QUẢ KHẢO SÁT CÁC YẾU TỐ ẢNH HƯỞNG ĐẾN SỰ PHÂN HỦY IPT CỦA HỆ Fe2+/H2O2 52 3.3.1 Ảnh hưởng pH đến phân hủy Isoprothiolane 52 3.3.2 Kết khảo sát ảnh hưởng nhiệt độ đến hiệu suất phân hủy Isoprothiolane 55 3.3.3 Kết khảo sát ảnh hưởng nồng độ H2O2 ban đầu đến hiệu suất chuyển hóa Isoprothiolane 57 3.3.4 Kết khảo sát ảnh hưởng nồng độ Fe2+ ban đầu đến hiệu suất chuyển hóa Isoprothiolane 61 3.3.5 Kết luận cho phần nghiên cứu phân hủy IPT hệ tác nhân Fe2+/H2O2 64 3.4 KẾT QUẢ KHẢO SÁT CÁC YẾU TỐ CỦA HỆ Fe2+/ UV/ H2O2 64 3.4.1 Kết khảo sát ảnh hưởng điều kiện môi trường pH đến phân hủy Isoprothiolane 64 3.4.2 Kết khảo sát ảnh hưởng nhiệt độ đến hiệu suất chuyển hóa Isoprothiolane hệ Fe2+/UV/H2O2 67 3.4.3 Kết khảo sát ảnh hưởng nồng độ H2O2 ban đầu đến hiệu suất phân hủy Isoprothiolane 70 3.4.4 Kết khảo sát ảnh hưởng nồng độ Fe2+ ban đầu đến hiệu suất phân hủy Isoprothiolane 73 3.4.5 Kết luận cho phần nghiên cứu phân hủy Isoprothiolane hệ tác nhân Fe2+/UV/H2O2 76 3.5 SO SÁNH HIỆU QUẢ PHÂN HỦY ISOPROTHIOLANE BẰNG HAI HỆ TÁC NHÂN 77 KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ 79 TÀI LIỆU THAM KHẢO QUYẾT ĐỊNH GIAO ĐỀ TÀI LUẬN VĂN (bản sao) DANH MỤC CÁC CHỮ VIẾT TẮT COD : Nhu cầu oxi hóa học UV-VIS : Máy đo quang vùng ánh sáng tử ngoại khả kiến TBVTV : Thuốc bảo vệ thực vật DDT : Dichloro diphenyl trichlorothane BOD : Nhu cầu oxi sinh học TOC : Tổng cacbon hữu VSV : Vi sinh vật EDTA : Ethylendiamin tetraacetic acid DTPA : Diethylene triamine pentacetate IPT : Isoprothiolane DANH MỤC CÁC BẢNG Số hiệu Tên bảng bảng 1.1 Trang Lượng thuốc trừ sâu sử dụng Việt Nam từ năm 1990-1996 1.2 Phân loại nhóm độc theo TCYTTG 1.3 Một số thông số Isoprothiolane 11 1.4 Thế hoá số tác nhân hoá 15 2.1 Dãy dung dịch chuẩn thuốc 42 3.1 Các giá trị mật độ quang dung dịch chuẩn IPT 50 3.2 Kết lập đường chuẩn K2Cr2O7 51 3.3 Ảnh hưởng pH đến phân hủy IPT (ppm) theo thời gian 52 3.4 Hiệu suất phân hủy H1(%) thay đổi pH 52 3.5 Hiệu suất tách COD (%) thay đổi pH 53 3.6 Ảnh hưởng nhiệt độ đến phân hủy IPT (ppm) 55 3.7 Hiệu suất phân hủy H1 (%) thay đổi nhiệt độ 55 3.8 Hiệu suất tách COD (%) thay đổi nhiệt độ 56 3.9 Ảnh hưởng nồng độ H2O2 đến phân hủy IPT(ppm) 58 3.10 Hiệu suất phân hủy H1 (%) thay đổi nồng độ H2O2 58 3.11 Hiệu suất tách COD H2 (%) thay đổi nồng độ H2O2 59 3.12 Ảnh hưởng nồng độ Fe2+ đến phân hủy IPT 61 3.13 Hiệu suất phân hủy H1 (%) thay đổi nồng độ Fe2+ 61 3.14 Hiệu suất tách COD (%) thay đổi nồng độ Fe2+ 62 3.15 Ảnh hưởng pH đến phân hủy IPT(ppm) theo thời gian 64 3.16 Hiệu suất phân hủy H1(%) thay đổi pH 65 3.17 Hiệu suất tách COD (%) thay đổi pH 66 3.18 Ảnh hưởng nhiệt độ đến phân hủy IPT(ppm) 67 3.19 Hiệu suất phân hủy H1 (%) thay đổi nhiệt độ 68 3.20 Hiệu suất tách COD (%) thay đổi nhiệt độ 69 3.21 Ảnh hưởng nồng độ H2O2 đến phân hủy IPT(ppm) 70 3.22 Hiệu suất phân hủy H2(%) thay đổi nồng độ H2O2 70 3.23 Hiệu suất tách COD (%) thay đổi nồng độ H2O2 71 3.24 Ảnh hưởng nồng độ Fe2+ đến phân hủy IPT(ppm) 73 3.25 Hiệu suất phân hủy H1 (%) thay đổi nồng độ Fe2+ 74 3.26 Hiệu suất tách COD (%) thay đổi nồng độ Fe2+ 75 3.27 Hiệu suất phân hủy H1(%) IPT hai hệ tác nhân điều kiện tối ưu 3.28 77 Hiệu suất tách COD (%)của hai hệ tác nhân điều kiện tối ưu 77 71 Đồ thị biểu diễn mối quan hệ hiệu suất phân hủy IPT theo nồng độ H2O2 trình bày hình 3.16 Khảo sát nồng độ H2O2 Hiệu suất phân hủy (%) 110 100 90 80 200 70 400 60 600 50 800 40 30 20 20 40 60 80 100 120 Thời gian ( phút) Hình 3.16 Đồ thị thể ảnh hưởng nồng độ H2O2 đến hiệu suất phân hủy IPT Các giá trị COD mẫu thời điểm khác xác định để tính hiệu suất tách COD trình bày bảng 3.23 Bảng 3.23 Hiệu suất tách COD (%) thay đổi nồng độ H2O2 Thời gian 20 phút 40 phút 60 phút 80 phút 100 phút 200 34,13 37,08 40,52 55,40 59,13 400 38,46 43,09 49,50 67,28 70,25 600 48,53 53,60 57,43 72,03 74,26 800 42,55 48,22 56,15 70,89 71,10 CppmH2O2 Ảnh hưởng nồng độ H2O2 đến hiệu suất tách COD H2(%) trình phân hủy IPT hệ Fenton UV thể đồ thị hình 3.17 72 Khảo sát nồng độ H2O2 Hiệu suất tách COD (%) 80 70 60 200 400 50 600 40 800 30 20 20 40 60 80 100 120 Thời gian ( phút) Hình 3.17 Đồ thị thể ảnh hưởng nồng độ H2O2 đến hiệu suất tách COD Nhận xét: Từ kết hình 3.16 3.17 cho thấy việc tăng nồng độ H2O2 làm hiệu suất phân hủy IPT tăng lên Khi tăng tỉ lệ nồng độ [H2O2]/[mẫu Iso] từ 412 độ phân hủy hiệu suất COD tăng nhanh, tỉ lệ nồng độ [H2O2]/[mẫu Iso] >12 khả phân hủy IPT tăng chậm lại Cụ thể hiệu suất tách COD 59,13%, 70,25%, 74,26%, 71,10% hiệu suất phân hủy 83,04%, 91,78%, 96,90%, 88,90% tương ứng với nồng độ H2O2 ban đầu 200ppm, 400ppm, 600ppm, 800ppm sau thời gian 100 phút Điều giải thích tăng nồng độ H2O2 tạo nhiều gốc OH làm hiệu suất xử lý đồng thời tăng, lượng H2O2 dư nhiều có phản ứng H2O2 với OH vừa sinh theo phản ứng [35]: OHã + H2O2đãHO2 + H2O H Fenton/UV cú phõn hủy IPT cao hiệu suất COD cao nguyên nhân có mặt tia UV Trong điều kiện pH thấp, ion Fe phần lớn nằm dạng phức [Fe(OH)]2+ Chính dạng hấp thụ sóng UV 73 mạnh, Fe3+ Dưới tác dụng tia UV, tạo số gốc OHã ph thờm [23]: [Fe(OH)]2+ + h u đ Fe2+ + OH• Sau phản ứng xảy nhờ tác dụng xạ UV, ion Fe3+ Fe2+ chuyển hóa qua lại khơng ngừng Ngồi ra, có mặt tia UV khơng góp phần tạo nhiều OH• mà tác dụng nó, chất hữu chuyển từ trạng thái sang trạng thái kích thích, chúng dễ dàng tham gia phản ứng oxy hóa khử [20] Như vậy, tăng nồng độ H2O2 làm tăng hiệu suất phân hủy IPT Tuy nhiên, tăng nồng độ H2O2 cao > 600ppm khơng khơng cải thiện hiệu suất COD mà làm giảm lại Mặt khác, lượng H2O2 lớn vừa gây tốn kinh phí vừa gây nhiễm mơi trường Vì vậy, chúng tơi chọn nồng độ H2O2 tối ưu 600ppm 3.4.4 Kết khảo sát ảnh hưởng nồng độ Fe2+ ban đầu đến hiệu suất phân hủy Isoprothiolane Kết khảo sát ảnh hưởng nồng độ Fe2+ đến hiệu suất phân hủy IPT hiệu suất tách COD trình bày bảng 3.24; 3.25 3.26 Bảng 3.24 Ảnh hưởng nồng độ Fe2+ đến phân hủy IPT(ppm) Thời gian 20 phút 40 phút 60 phút 80 phút 100 phút 200 19,57 14,47 13,50 6,50 4,25 300 9,48 6,47 4,10 2,52 1,52 400 15,40 13,42 11,05 4,86 2,55 500 30,84 27,45 25,03 17,29 14,86 Cppm Fe2+ 74 Từ kết nồng độ IPT thời điểm bảng 3.24 nồng độ ban đầu IPT 50ppm, hiệu suất phân hủy IPT thời điểm trình bày bảng 3.25 Bảng 3.25 Hiệu suất phân hủy H1 (%) thay đổi nồng độ Fe2+ Thời gian 20 phút 40 phút 60 phút 80 phút 100 phút 200 60,86 71,06 73,00 87,00 91,50 300 81,04 87,06 91,88 94,96 96,96 400 69,20 73,16 77,90 90,28 94,90 500 38,32 45,10 49,94 65,42 70,28 Cppm Fe2+ Đồ thị biểu diễn mối quan hệ hiệu suất phân hủy IPT nồng độ Fe2+ trình bày hình 3.18 Khảo sát nồng độ Fe2+ Hiệu suất phân hủy (%) 120 100 200 80 300 60 400 40 500 20 0 20 40 60 80 100 120 Thời gian ( phút) Hình 3.18 Đồ thị ảnh hưởng nồng độ Fe2+ đến hiệu suất phân hủy IPT 75 Các giá trị COD mẫu thời điểm khác xác định để tính hiệu suất tách COD trình bày bảng 3.26 Bảng 3.26 Hiệu suất tách COD (%) thay đổi nồng độ Fe2+ Thời gian 20 phút 40 phút 60 phút 80 phút 100 phút 200 42,12 46,30 52,75 67,91 68,12 300 48,53 53,65 57,48 72,03 74,25 400 46,73 50,55 56,75 70,53 71,50 500 40,51 48,57 49,42 57,68 65,14 Cppm Fe 2+ Hình 3.19 minh họa ảnh hưởng nồng độ Fe2+ đến hiệu suất tách Hiệu suất tách COD (%) COD H2(%) trình phân hủy IPT hệ Fenton UV Khảo Khảo sát sátnồng nồngđộ độFFe2+ 80 75 70 65 60 55 50 45 40 35 30 200 300 400 500 20 40 60 80 100 120 Thời gian ( phút) Hình 3.19 Đồ thị thể ảnh hưởng nồng độ Fe2+ đến hiệu suất tách COD (%) Nhận xét: Từ hình 3.18 3.19 cho thấy độ phân hủy hiệu suất tách COD có xu hướng tăng tăng hàm lượng Fe2+, tăng 300ppm hiệu 76 suất bắt đầu giảm trở lại Cụ thể thời điểm sau xử lý 100 phút hiệu suất phân hủy IPT 91,50%, 96,96%, 94,90%, 70,28% hiệu suất tách COD 68,12%, 74,25%, 71,50%, 65,14% tương ứng với nồng độ Fe2+ 200ppm, 300ppm, 400ppm 500ppm Kết giải thích tăng hàm lượng Fe2+ làm tăng lượng gốc OH• tạo thành theo phương trình: Fe2+ + H2O2 ® Fe3+ + HO–+ OHMặt khác, có mặt tia UV mà góp phần vào việc tạo nhiều thêm gốc HO– theo phương trình sau: H2O2 + hν → 2HO– H2O2 + Fe2+ + hν → Fe3+ + HO− + HO– Fe3+ + H2O → [Fe(OH)]2+ + H+ [Fe(OH)]2+ + hν → Fe2+ + HO– Nhưng tăng hàm lượng Fe2+ đủ lớn có lượng gốc tự hydroxyl hình thành tác dụng với Fe2+ phản ứng: HO– + Fe2+ ® Fe3+ + OHNhư vậy, nồng độ Fe2+ ban đầu ảnh hưởng lớn đến việc hình thành hay phân hủy gốc hydroxyl Nếu nồng độ khơng phù hợp làm tiêu hao gốc HO– vừa sinh Do đó, chúng tơi chọn nồng độ Fe2+ 300ppm để tiến hành trình 3.4.5 Kết luận cho phần nghiên cứu phân hủy Isoprothiolane hệ tác nhân Fe2+/UV/H2O2 Sau tiến hành khảo sát yếu tố ảnh hưởng đến phân hủy IPT hệ tác nhân Fe2+/UV/H2O2 xác định điều kiện tối ưu phân hủy IPT nồng độ 50ppm nhiệt độ phòng CH2O2= 600ppm, CFe2+= 300ppm pH= Ở điều kiện hiệu suất phân hủy IPT khoảng 96,91% hiệu suất tách COD khoảng 74,25% sau 100 phút xử lý Trong 77 điều kiện hệ Fe2+/UV/H2O2 cho kết xử lý cao 3.5 SO SÁNH HIỆU QUẢ PHÂN HỦY ISOPROTHIOLANE BẰNG HAI HỆ TÁC NHÂN Bảng 3.27 Hiệu suất phân hủy H1(%) IPT hai hệ tác nhân điều kiện tối ưu Hệ tác nhân 20phút 40 phút 60 phút 80 phút 100 phút Fe2+/H2O2 68,50 74,02 78,79 93,92 94,88 Fe2+/UV/H2O2 81,01 87,30 91,92 94,96 96,91 Từ bảng 3.27 ta có đồ thị so sánh hiệu suất phân hủy IPT hai hệ tác nhân hình 3.20 Hệ Feton cổ điển Hệ Feton/ UV Hiệu suất phân hủy(%) 100 95 90 85 80 75 70 65 60 20 40 60 80 100 120 Thời gian ( phút) Hình 3.20 Đồ thị thể hiệu suất phân hủy IPT (%) hai hệ tác nhân điều kiện tối ưu Bảng 3.28 Hiệu suất tách COD (%)của hai hệ tác nhân điều kiện tối ưu Hệ tác nhân 20phút 40 phút 60 phút 80 phút 100 phút Fe2+/H2O2 47,44 51,10 56,45 71,09 72,73 Fe2+/UV/H2O2 48,50 53,63 57,46 72,03 74,25 Từ bảng 3.28 ta có đồ thị so sánh hiệu suất tách COD hai hệ tác nhân hình 3.21 78 Hiệu suất tách COD(%) Hệ Feton cổ điển Hệ Feton/ UV 80 75 70 65 60 55 50 45 40 20 40 60 80 100 120 Thời gian ( phút) Hình 3.21 Đồ thị thê hiệu suất tách COD (%)của hai hệ tác nhân điều kiện tối ưu Nhận xét: Dựa vào kết đồ thị hình 3.20 hình 3.21 chúng tơi thấy hiệu suất phân hủy IPT hai hệ Fe2+/H2O2 Fe2+/UV/H2O2 cao Tuy nhiên, hệ Fe2+/UV/H2O2 cao hệ Fe2+/H2O2 Như vậy, với ưu điểm vượt trội hệ Fe2+/UV/H2O2 ta thay hệ Fenton truyền thống q trình áp dụng cơng nghệ Fenton xử lý nước thải Tuy nhiên việc dùng tia UV làm cho chi phí hệ Fenton/UV có chi phí xử lý cao nhiều so với hệ Fenton truyền thống 79 KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ KẾT LUẬN Quá trình nghiên cứu đề tài “Nghiên cứu xử lý thuốc trừ sâu Isoprothiolane tác nhân Fenton (Fe2+/ H2O2 ) Fenton UV (Fe2+/ UV/ H2O2)” rút số kết luận sau: a Hệ tác nhân Fe2+/H2O2 Các yếu tố ảnh hưởng đến phân hủy IPT nước hệ phản ứng Fenton tác nhân xúc tác Fe2+/H2O2 khảo sát: hiệu suất phân hủy IPT hiệu suất tách COD tăng lên tăng nồng độ H2O2 Fe2+ tăng nhiệt độ dung dịch xử lý đến mức độ hiệu suất lại giảm Sự phân hủy đạt hiệu suất cao khoảng pH từ 3-4 Ở nhiệt độ phòng, điều kiện tối ưu phân hủy IPT 50ppm hệ Fenton cổ điển CH2O2= =600ppm, CFe2+=300ppm, pH = Ở điều kiện hiệu suất phân hủy IPT đạt khoảng 94,88% hiệu suất tách COD khoảng 72,76% sau 100 phút xử lý b Hệ tác nhân Fe2+/UV/H2O2 Các yếu tố ảnh hưởng đến phân hủy IPT nước hệ phản ứng Fenton có chiếu xạ UV khảo sát Sự phân hủy đạt hiệu suất cao khoảng 3-4 Điều kiện tối ưu phân hủy dung dịch IPT 50ppm CH2O2= 600ppm, CFe2+=300ppm, pH =3 Ở điều kiện hiệu suất phân hủy IPT đạt khoảng 96,91% hiệu suất tách COD khoảng 74,25% sau 100 phút xử lý KIẾN NGHỊ Nghiên cứu khẳng định ưu điểm hai hệ tác nhân Fe2+/H2O2 hệ Fe2+/UV/H2O2 trình xử lý nước thải nhiễm Qua đề tài này, chúng tơi có số kiến nghị sau: 80 - Hệ Fenton cổ điển Fenton UV cho kết xử lý chất độc hại cao nên áp dụng để xử lý nước thải đặc biệt nước thải thuốc trừ sâu Trong Fenton UV tác dụng tia tử ngoại xử lý nhanh cho kết cao nên thường áp dụng để xử lý nước thải thuốc trừ sâu - Nên xác định lượng tồn dư Isoprothiolane nước thải, đất loại thực phẩm mà thí nghiệm - Chất xúc tác sau tiến hành xử lý tồn dạng hidroxit sắt cần có phương pháp lắng loại bỏ khỏi dịng thải - Ngồi cần quan tâm đến yếu tố pH, nhiệt độ phòng… TÀI LIỆU THAM KHẢO Tiếng Việt [1] Lê Huy Bá, Lâm Minh Triết (2000), Sinh thái môi trường ứng dụng, NXB Khoa học kỹ thuật [2] Phạm Văn Biên, Bùi Cách Tuyến, Nguyễn Mạnh Chinh (2000), Cẩm nang thuốc bảo vệ thực vật, NXB Nông nghiệp [3] Đặng Kim Chi (2001), Hóa học mơi trường, tập 1, Viện KH CN Môi trường [4] Trần Thị Ngọc Diệu, Đinh Triều Vương (2011), Nghiên cứu xử lý nước rỉ rác trình quang Fenton, Đại học Cơng Nghiệp Hồ Chí Minh [5] Nguyễn Văn Dũng, Nguyễn Văn Phước, Nguyễn Thị Thanh Phượng, Lê Quốc Thắng (2010), “Nghiên cứu xử lý nước thải cồn hệ quang hóa – Ozone (UV/ O3)”, Science & Technology Development, Vol 13, No.M2 [6] Đào Sỹ Đức, Vũ Thị Mai, Đoàn Thị Phương Lan (2009), “Xử lí màu nước thải giấy phản ứng Fenton”, Tạp chí phát triển KH & CN, trang 37-45 [7] Phạm Thị Hà (2008), Các phương pháp phân tích quang học, TP Đà Nẵng [8] Đào Văn Hoằng (2005), Kỹ thuật tổng hợp hóa chất bảo vệ thực vật, NXB Khoa học kỹ thuật [9] Nguyễn Ngài Huân Đào Trọng Anh (2001), Việt Nam thúc đẩy giải pháp cho rủi ro thuốc bảo vệ thực vật, Pesticides News No.53, trang 6-7 [10] Nguyễn Thị Hường (2004), Nghiên cứu sử dụng chất phản ứng Fenton để khử màu thuốc nhuộm hoạt tính nước thải cơng nghệ dệt nhuộm, Luận văn thạc sĩ khoa học, Đại học Đà Nẵng [11] Phạm Thị Hường, Bài giảng xử lí nước thải, Đà Nẵng [12] Ja Ming (2006), Tràn lan ô nhiễm hóa chất độc hại (online) [13] Trần Văn Nhân, Ngơ Thị Nga (2002), Giáo trình cơng nghệ xử lý nước thải, NXB Khoa học Kỹ thuật, Hà Nội [14] Phạm Bích Ngân, Đinh Xuân Thắng (2006), “Ảnh hưởng thuốc trừ sâu đến sức khỏe người phun thuốc”, Science and Technology development [15] Nguyễn Trần Oánh (2007), Giáo trình sử dụng thuốc bảo vệ thực vật, NXB Hà Nội [16] Nguyễn Thị Minh Trang (2011), Nghiên cứu yếu tố ảnh hưởng đến trình phân hủy Nitrobenzen 2,4- Dichlorophenol hệ xúc tác quang hóa đồng thể Fe2+/ H2O2/UV, Luận văn thạc sĩ khoa học hóa học, Đại học Đà Nẵng [17] Trần Mạnh Trí Trần Mạnh Trung (2005), Các q trình oxy hóa nâng cao xử lý nước nước thải, NXB Khoa học Kỹ thuật Hà Nội [18] Lâm Minh Triết, Lê Thanh Hải (2008), Giáo trình quản lý chất thải nguy hại [19] Bùi Xuân Vững (2009), Bài giảng môn phương pháp phân tích cơng cụ, Đà Nẵng Tiếng Anh [20] Balmer, M.E., Sulzberger, B (1999), “Atraczine degradation in irradiated iron/ oxalate systems: effects of pH and oxalate”, Environ Sci Technol., 33, pp.2418-2424 [21] Badawy, M.I., Montaser Y G., Tarek A Gad-Allah (2006), “Advanced oxidation processes for the removal of organo – phosphorus pesticides from wastewater”, Desalination, 194, pp 166-175 [22] Brijesh Pare, Pardeep Singh, Jonnalgadda, S.B (2009), “Degradation and mineralization of victoria blue B dye in a slurry photoreactor using advanced oxidation proces”, Journal of Engineering & Materials Sciences, 68, pp 724-729 [23] Buxton, G.V., Greenstock, C.L., Helman, W.P., A.B Ross (1988), “Critical review of rate constant for reaction of hydrated electrons, hydrogen atoms and hydroxyl radicals (OH∙/ O-∙) in aqueous solution”, J Phys Chem Ref Dat., 17, pp 513-886 [24] Calamani Davide and Luoping Zhang (2002), “Enviroment risk assessment of pesticides on aquatic life in Xiamen, China”, Congres Annual Meeting of the Society of Toxicology, Vol.128, No 1-3 [25] Duguet, J P., Brodard, E., Dussert, B & Mallevialle, J (1985), “Improvement in the effectiveness of ozonation of drinking water through the use of hydrogen peroxide.”, Ozone: Science Engineering, 7, pp 241–258 [26] Felsol, A.S., Racker, K.D and Hamilton, D.J (2003), “ Disposal and Degradation of Pesticide waste”, Review of Environmental Contamination and Toxycology, Vol.177, pp.123-200 [27] Frank, R et al (1990), Contamination of rural ponds with pesticides, 1971-1985, Ontario, Canada (online) [28] Heong, K.L., Escalada, M M., Huan, N.H., Mai, V (1998), “Use of communication media in changing rice farmer’s pest management in the Mekong delta”, Vietnam, Crop Protection, Vol.17, pp- 413-425 [29] Jing Lei, Chengshuai Liu, Fangbai Li, Xiaomin Li, Shungui Zhou, Tongxu Liu, Minghua Gu, Qitang Wu (2006), “Photodegradation of orange I in the heterogeneous iron oxide – oxalate complex system under UVA irradiation”, Journal of Hazardous Materials, B137, pp 1016-1024 [30] Krzysztof Barbusinski, “Fenton reaction- controversy concerning the chemistry”, Ecological chemistry and engineerings, Vol.16, No.3, pp.348-350 [31] Kearney, P.C., Nash, R.G and Helling, C.S., “Pesticide Degradation Properties”, Proceedings, National workshop on Pesticide Waste Disposal, US Environmental Protection, Agency, water Engineering Research Laboratory, Cincinnati, 1985, pp.35-42 [32] Mariam T Al Hattab, Abdel E Ghaly, “Disposal and Treatment Methods for Pesticide Containing wastewaters: Critcal Review and Comparative Analysis”, Journal of Enviroment Protection, 2012, 3, 431-453 [33] Muruganandham, M., M Swaminathan (2006), “Advanced oxidative decolourisation of Reactive Yellow 14 azo dye by UV/ TiO2, UV/H2O2, UV/H2O2, UV/H2O2/ Fe2+ proccesses- a comparative study”, Sep Purif Technol, 48, pp.297-303 [34] Neyens, E., Baeyens, J., “A review of classic Fenton’s perdation as an advanced oxdation technique”, Journal of Hazardous Materials B98 (2003), pp 33-50 [35] Somlich, C.J., Kearney, M T and Elsasser, S., “ Enhanced oil degradation of Alachlor by treatment with Ultra violet Light and Ozone”, Journal of Agricultural Food Chemistry, Vol.36, 1988, pp 1322-1326 [36] Walling, C., Goosen, A (1973), “Mechanisms of the ferric ion catalyzed decomposition of hydrogen peroxide”, J Am Chem Soc, 95, pp.2987-2991 [37] Xiaoli Dong, Wei Ding, Xiufang Zhang, Xinmiao Liang (2007), “Mechanism and kinetics model of synthetic dyes by UV-Vis/ H2O2/ Ferrioxalate complexes”, Dyes and Pigments, 74, pp 470-476 Trang web [38] http://moitruongnhkb.com/qua-trinh-fenton-trong-xu-ly-nuoc-thai.htm [39] http://www.capl.sci.eg/ActiveIngredient/Isoprothiolane.html [40] http://www.kingelong.com.vn/products/detail/isoprothiolane-217.html [41] https://yeumoitruong.vn/threads/cong-nghe-fenton-fenton-reagent.1011/ [42].http://www.hoahocngaynay.com/vi/phat-trien-ben-vung/hoa-hoc-va-moitruong/1290-08062011.html [43].http://bvtvnamdinh.vn/news/read/30/quan_ly_va_su_dung_thuoc_bao_ve _thuc_vat_-_nhung_van_de_dat_ra.html [44].http://tusach.thuvienkhoahoc.com/wiki/Thu%E1%BB%91c_b%E1%BA %A3o_v%E1%BB%87_th%E1%BB%B1c_v%E1%BA%ADt_g%C 3%A2y_t%C3%A1c_h%E1%BA%A1i_%C4%91%E1%BA%BFn_s %E1%BB%A9c_kho%E1%BA%BB_nh%C6%B0_th%E1%BA%B F_n%C3%A0o%3F [45].http://hoahocngaynay.com/vi/hoa-hoc-va-doi-song/hoa-hoc-nongnghiep/1895-phan-loai-va-tac-dung-cua-thuoc-bao-ve-thuc-vat.html ... dẫn - Nghiên cứu tác hại thuốc trừ sâu IPT - Nghiên cứu phương pháp xử lý Fenton (Fe2+ /H2O2) Fenton UV (Fe2+ / UV /H2O2) - Dùng phương pháp xử lý số liệu để xử lý kết thực nghiệm 4.2 Nghiên cứu thực...BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO ĐẠI HỌC ĐÀ NẴNG NGUYỄN THỊ ĐOAN HƯƠNG NGHIÊN CỨU XỬ LÝ THUỐC TRỪ SÂU ISOPROTHIOLANE BẰNG CÁC TÁC NHÂN FENTON (Fe2+ / H2O2) VÀ FENTON UV (Fe2+ /UV/ H2O2) Chuyên ngành... - Nghiên cứu giúp hiểu rõ hai hệ oxy hóa nâng cao Fenton truyền thống Fe2+ /H2O2 Fenton UV Fe2+ /UV /H2O2 - Nghiên cứu trình phân hủy thuốc trừ sâu IPT hai q trình Fenton (Fe2+ /H2O2) Fenton UV (Fe2+ /UV /H2O2)