Nghiên cứu giảm thiểu ô nhiễm nước thải sản xuất men sau xử lý sinh học bằng công nghệ plasma lạnh

TẠP CHÍ PHÁT TRIỂN KHOA HỌC & CÔNG NGHỆ: 41 
CHUYÊN SAN KHOA HỌC TRÁI ĐẤT & MÔI TRƯỜNG, TẬP 2, SỐ 1, 2018 
Tóm tắt—Nước thải của công nghệ sản xuất men là 
một trong những loại nước thải phức tạp, được đặc 
trưng bởi hàm lượng hữu cơ và độ màu rất cao. 
Nghiên cứu ứng dụng plasma lạnh trong xử lý nước 
thải sản xuất men với quy mô phòng thí nghiệm đã 
chứng tỏ được tính ưu việt của công nghệ này về hiệu 
quả, thời gian xử lý và tính không chọn lọc đối với 
chất ô nhiễm. Mô hình xử lý nước thải sản xuất men 
vận hành tối ưu trong thời gian 3 phút, hiệu điện thế 
100V (dòng điện một chiều) và pH khoảng 8,4, với 
hiệu suất xử lý COD đạt trên 75%, độ màu và TSS 
trên 93%. Kết quả nghiên cứu là cơ sở áp dụng thực 
tế cho nước thải tại công ty TNHH AB Mauri Việt 
Nam sau giai đoạn xử lý sinh học (sinh học kỵ khí, 
yếm khí và hiếu khí) với giá trị COD lớn hơn 5.000 
mg/l và độ màu trên 26.000 Pt-Co. 
 Từ khóa—plasma lạnh, nước thải sản xuất men, 
hiệu điện thế, AB Mauri Việt Nam. 
 MỞ ĐẦU 
ước thải của công nghệ sản xuất men được 
đánh giá là một trong những dạng nước khó 
xử lý do độ màu lớn và độ ô nhiễm hữu cơ cao, 
chứa nhiều thành phần hữu cơ khó phân hủy. Dòng 
nước thải này có từ việc ly tâm rửa men nhiều lần, 
nước rửa CIP, nước rửa thiết bị, nhà xưởng, cũng 
như nước bùn thải từ máy tách cặn. Với các quy 
trình công nghệ truyền thống hiện nay đang được 
áp dụng, bao gồm bể xử lý yếm khí digester, 
UASB, aerotank, lọc NF, RO, bể lọc nano, về cơ 
bản là đã có thể xử lý được gần hết chất ô nhiễm, 
nhưng thực tế để xử lý được nồng độ ô nhiễm cao 
như nước thải sản xuất men, cần một hệ thống cồng 
kềnh, nhiều công đoạn, tốn kém nhiều chi phí vận 
hành và trang thiết bị, nhân lực [1]. 
Ngày nhận bản thảo: 12-02-2018; Ngày chấp nhận đăng: 
05-02-2018, Ngày đăng: 28-6-2018. 
Nguyễn Thị Thanh Phượng, Viện Môi trường và Tài nguyên, 
ĐHQG-HCM (e-mail: nttp@hcmut.edu.vn). 
Đinh Lâm Tiệp, Công ty CP Tư vấn và Thẩm định Môi 
trường Vinacontrol (e-mail: dinhlamtiep@gmail.com). 
Trong những năm gần đây, việc nghiên cứu ứng 
dụng plasma lạnh vào quá trình xử lý nước thải 
chứa thành phần phức tạp và độ ô nhiễm cao đang 
được thúc đẩy. Plasma lạnh được tạo thành khi chỉ 
có một phần nhỏ phân tử khí bị ion hóa, trong đó 
nhiệt độ điện tử đạt giá trị rất lớn dù nhiệt độ của 
ion và của chất khí xấp xỉ với môi trường [2]. Trong 
quá trình hình thành plasma, các tác nhân oxy hóa 
cũng được sinh ra và có thể biểu diễn bằng các 
phương trình dưới đây [2]: 
- Quá trình hình thành ozone dưới tác động của 
tia lửa điện: 
2
O hv O O 
2 3
O O O 
- Quá trình hình thành hydroxyl tự do khi ozone 
hòa tan trong nước: 
3 3
O OH O OH
3 2
O O O
2
O H O OH OH
  
 - Quá trình hình thành hydroxyl tự do khi các 
điện tử năng lượng hoặc oxy nguyên tử va đập vào 
phân tử hơi nước: 
2
e H O OH H e
2
O H O OH OH 
 Với khả năng hình thành nên các tác nhân oxy 
hóa mạnh như O3 và •OH, việc ứng dụng trên có 
những ưu điểm như không phụ thuộc nhiều vào hóa 
chất, mang lại hiệu quả cao, không chọn lọc và thời 
gian xử lý ngắn [3]. Plasma lạnh sinh ra gốc tự do 
hydroxyl •OH là tác nhân oxy hóa rất mạnh, thế 
oxy hóa của gốc này là 2,8V, cao 2,05 lần so với 
thế oxy hóa của clo và 1,52 lần so với thế oxy hóa 
của ozone [4]. Tính khả thi của plasma lạnh trong 
việc xử lý các chất ô nhiễm độc hại và khó phân 
hủy trong nước đã được chứng minh qua nhiều 
nghiên cứu trên thế giới như xử lý nước thải chế 
Nguyễn Thị Thanh Phượng, Đinh Lâm Tiệp 
Nghiên cứu giảm thiểu ô nhiễm nước thải sản 
xuất men sau xử lý sinh học bằng công nghệ 
plasma lạnh 
N 
42 SCIENCE & TECHNOLOGY DEVELOPMENT JOURNAL: 
 SCIENCE OF THE EARTH & ENVIRONMENT, VOL 2, ISSUE 1, 2018 
biến cao su [5], dư lượng thuốc kháng sinh 
sulfonamide [6], màu nhuộm RB và FG [7], phenol 
[8], methyl paraben [9], thuốc bảo vệ thực vật 
dichlorvos, malathion và endosulfan [10], 
azoxystrobin, cyprodinil, fludioxonil và 
pyriproxyfen [11], nitenpyram [12], dichlorvos 
[13]. 
Dựa trên tính ưu việt của công nghệ plasma lạnh 
như đã được nghiên cứu, nghiên cứu này tập trung 
vào mục tiêu đánh giá hiệu suất xử lý độ màu, chất 
hữu cơ (COD) và chất rắn lơ lửng (TSS) trong nước 
thải sản xuất men, đồng thời khảo sát và xác định 
các giá trị vận hành tối ưu thông qua phương pháp 
thử nghiệm trên mô hình plasma lạnh quy mô 
phòng thí nghiệm, với các chế độ vận hành khác 
nhau (thay đổi thời gian xử lý, hiệu điện thế và pH). 
 VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 
 Vật liệu nghiên cứu 
Dòng nước thải trước xử lý tại nhà máy AB 
Mauri có nồng độ COD cao (hơn 60.000 mg/l) [1], 
trong khi đó, khả năng giải quyết bằng công nghệ 
xử lý sinh học có xu hướng tới hạn, rất khó để tăng 
hiệu suất thêm và tốn nhiều diện tích xây dựng và 
thời gian xử lý chậm. Ngoài ra, việc sử dụng công 
nghệ lọc như hiện tại gây tốn kém về mặt chi phí 
nhưng chỉ có tác dụng tách chất bẩn ra khỏi nước, 
chưa xử lý triệt để được chất bẩn. Dòng đậm đặc 
sau lọc phải tiếp tục được xử lý riêng. Vì thế, mẫu 
nước thải đầu vào của mô hình trong nghiên cứu 
này là nước thải được lấy từ bể chứa sau giai đoạn 
sinh học (sau bể lắng sinh học và trước hệ thống 
lọc của hệ thống xử lý). Tính chất mẫu nước này 
được thể hiện trong Bảng 1. 
Bảng 1. Tính chất nước thải đầu vào 
STT Chỉ tiêu Đơn vị Giá trị 
1 pH - 7,68 ± 0,01 
2 Độ màu Pt - Co 26.250 ± 130 
3 COD mg/l 5.792 ± 28 
4 TSS mg/l 1.810 ± 9 
 Mẫu nước được lấy mẫu và bảo quản mẫu theo 
TCVN 6663-1:2011, TCVN 6663-3:2008. Mẫu và 
được lưu tại kho lạnh của phòng thí nghiệm Viện 
Môi Trường và Tài Nguyên, cơ sở Bình Dương. 
Các hóa chất sử dụng được mua từ hãng RCI 
Labscan và Merck Millipore. Nghiên cứu sử dụng 
NaOH và H2SO4 để điều chỉnh pH. 
 Mô hình nghiên cứu 
Sơ đồ mô hình thực nghiệm được thể hiện như 
Hình 1. Bể phản ứng được làm bằng nhựa cách 
điện, cách nhiệt, có cấu tạo hình trụ với thể tích là 
1.500 ml. Bể được thiết kế có một đầu ra và một 
đầu vào. Đầu vào của nước được đặt bên dưới, đầu 
nước ra được đặt giữa bể, nước đầu vào sẽ được đi 
từ dưới lên. Thể tích vùng phản ứng là 700 ml. Trên 
cùng của bể là nắp khóa bằng ren nhựa, cách điện, 
dùng để cố định hai điện cực. Bể chứa nước thải 
bằng nhựa mica có dạng hình hộp chữ nhật và thể 
tích 2.500 ml. 
Hình 1. Sơ đồ mô hình thực nghiệm 
TẠP CHÍ PHÁT TRIỂN KHOA HỌC & CÔNG NGHỆ: 43 
CHUYÊN SAN KHOA HỌC TRÁI ĐẤT & MÔI TRƯỜNG, TẬP 2, SỐ 1, 2018 
Bản cực điện là nơi sẽ hình thành plasma, gồm 
hai cực anode và cathode, được làm bằng thép 
không gỉ (inox SUS 304) và đặt ngập trong nước. 
Cực anode được thiết kế nhọn ở đầu. Cực cathode 
được thiết kế dạng tấm hình vuông, kích thước 
30 cm × 30 cm, dày 0,5 cm và được khoan các lỗ 
tròn đều nhau. Khoảng cách hai đầu bản cực được 
thiết kế cách nhau 20 cm. Hai bản cực được đặt 
ngập trong nước, cách đáy bể phản ứng 1,5 cm. 
Cực anode được nối trực tiếp với đầu điện dương ở 
đầu ra của bộ chỉnh lưu, cưc cathode được nối với 
đầu điện âm. 
Hệ thống còn bao gồm biến áp, có chức năng 
thay đổi điện áp đầu vào, cung cấp điện thế cho hai 
bản cực để sinh ra plasma, có thể thay đổi từ 0 đến 
250 V. Bộ chỉnh lưu có chức năng chính là chuyển 
dòng điện xoay chiều thành dòng một chiều. Đầu 
ra của chỉnh lưu sẽ có hai đầu điện âm và dương. 
Hai đầu này được nối trực tiếp ra hai bản cực đặt 
trong bể phản ứng. Trên thiết bị chỉnh lưu này có 
một ampe kế để theo dõi cường độ dòng điện, một 
nút vặn điều chỉnh hiệu điện thế cấp vào. Cuối hệ 
thống điện là máy bơm nước và bơm thổi khí, được 
bật tắt thông qua hai công tắc. Cả bơm khí và bơm 
nước được điều chỉnh lưu lượng cấp thông qua van 
gắn trên đường ống và được kiểm soát bằng lưu 
lượng kế. 
 Quá trình thực nghiệm 
Nước thải được chứa tại bể chứa nước thải và 
được bơm đi qua van và lưu lượng kế để kiểm soát 
lưu lượng. Sau đó sẽ được trộn chung với không 
khí. Không khí được cấp bằng một máy bơm khí 
riêng. Khí cấp vào cũng được kiểm soát bằng một 
lưu lượng kế. Nước và khí sau khi trộn vào nhau sẽ 
được đi vào bể phản ứng. Đầu vào của nước được 
đặt bên dưới, đầu nước ra được đặt giữa bể, nước 
đầu vào sẽ được đi từ dưới lên. Tại đây, với sự điều 
chỉnh điện áp vào, cùng với việc cấp khí, quá trình 
hình thành plasma sẽ diễn ra. Quá trình này sinh ra 
ozone cùng các tác nhân oxy hóa mạnh khác. Chất 
ô nhiễm trong nước sẽ phản ứng với các gốc oxy 
hóa mạnh này và trong điều kiện lý tưởng, sản 
phẩm cuối cùng là nước, CO2 và các gốc khoáng 
khác. 
 Thí nghiệm được thực hiện theo phương pháp 
một yếu tố (one factor at a time) để khảo sát tính 
hiệu quả của mô hình và xác định giá trị thông số 
vận hành tối ưu cho mô hình. Các yếu tố khảo sát 
được thay đổi theo mô tả trong bảng 2. 
Bảng 2. Các giá trị yếu tố khảo sát 
STT Yếu tố Đơn vị Giá trị 
1 Thời gian phút 1; 3; 5; 7 
2 Hiệu điện thế V 50; 100; 150; 230 
3 pH ban đầu - 2; 5; 9; 12 
Trong quá trình thực nghiệm, sau khi kết thúc 
phản ứng, mẫu được lấy ra cốc đong, để lắng bùn 
trong thời gian 1 giờ, sau đó sẽ lấy nước sau lắng 
để đánh giá hiệu suất phân hủy. Các chỉ tiêu theo 
dõi bao gồm pH, độ màu, COD và TSS. Các thông 
số này được phân tích theo phương pháp trong 
Standard Methods for the Examination of Water 
and Wastewater. 
Mỗi giá trị thay đổi sẽ được thí nghiệm lặp lại 
hai lần để giảm sai số, kết quả quả cuối cùng là kết 
quả trung bình của hai lần. Các dữ liệu thu thập sẽ 
được tổng hợp, xử lý và biểu diễn đồ thị bằng phần 
mềm Microsoft Excel. 
 KẾT QUẢ VÀ BIỆN LUẬN 
 Ảnh hưởng của thời gian xử lý 
Trong nghiên cứu này, mẫu nước thải thử 
nghiệm có độ màu ở mức cao hơn nhiều so với 
nhiều dạng nước thải phổ biến khác. Kết quả ở hình 
2 cho thấy, mô hình cho hiệu suất rất tốt đối với chỉ 
tiêu độ màu. Với mẫu đầu vào ở mức 26.250 Pt-Co 
sau thời gian một phút, độ màu giảm 46,87%. Sau 
ba phút, độ màu giảm 83,1% so với ban đầu. Hiệu 
suất tăng mạnh trong ba phút đầu tiên, ở những mốc 
thời gian tiếp theo, sự suy giảm độ màu vẫn tiếp tục 
nhưng mức độ giảm dần. Sau bảy phút, độ màu 
giảm còn 2.157 Pt-Co, giảm 91,78% so với giá trị 
ban đầu. 
Mẫu nước đầu vào có nồng độ COD tương đối 
cao, với giá trị là 5.792 mg/l. Theo hình 2, trong 
một phút đầu tiên, hiệu quả phân huỷ chỉ đạt 
22,53%. Đến mốc thời gian ba phút, hiệu suất tăng 
mạnh, đạt 72,81%. Sau đó trở đi, hiệu suất vẫn tăng 
nhưng không tăng thêm nhiều và có xu hướng bão 
hoà. Đến mốc thời gian bảy phút, hiệu suất phân 
huỷ trung bình đạt đến 77,78%. 
Như hình 2, sự thay đổi nồng độ TSS cũng biểu 
hiện rất rõ. Tương tự như độ màu và COD, chỉ tiêu 
TSS có nồng độ tương đối cao và cũng có sự thay 
44 SCIENCE & TECHNOLOGY DEVELOPMENT JOURNAL: 
 SCIENCE OF THE EARTH & ENVIRONMENT, VOL 2, ISSUE 1, 2018 
đổi nồng độ theo thời gian. Nồng độ giảm mạnh ở 
quãng thời gian đầu tiên, với hiệu suất 68,45%. 
Đến ba phút tiếp theo, nồng độ vẫn giảm mạnh, 
nồng độ giảm xuống còn 211 mg/l, ứng với hiệu 
suất 87,79%. Ở các mức tiếp theo, TSS cũng có xu 
hướng bão hoà. Nghiên cứu đạt hiệu quả cao đối 
với TSS, sau bảy phút, nồng độ giảm đến 91,82%. 
Điều này có thể do sau phút thứ 3 của quá trình xử 
lý plasma lạnh, lượng chất hữu cơ giảm nhiều, 
khiến lượng điện tử sinh ra do hiện tượng thác điện 
tử (electron avalanche) của plasma gây ăn mòn 
điện cực, giải phóng kim loại vào nước và tạo nên 
hiện tượng kết tủa chất ô nhiễm thành bông bùn và 
chìm xuống đáy, từ đó loại bỏ được lượng lớn COD 
cũng như TSS. Tuy nhiên, cần phải bổ sung thêm 
nghiên cứu về giải thích này. 
Theo hình 3, trong mốc thời gian một phút đầu 
tiên, hiệu suất tăng nhanh nhưng chưa bằng các 
giai đoạn kế tiếp sau đó. Điều này là do giai đoạn 
đầu, bể phản ứng mất giai đoạn khởi động để tăng 
nhiệt độ. Giai đoạn sau đó, từ một đến ba phút, 
nhiệt độ tăng mạnh (từ 25 ℃ đến 80-85 ℃), quá 
trình xáo trộn mạnh mẽ. Phản ứng sẽ diễn ra mạnh 
hơn, các chất hữu cơ được tiếp xúc với các gốc 
oxy hoá mạnh. Phản ứng diễn ra nhanh chóng. Từ 
sau ba phút trở đi, khi lượng chất hữu cơ giảm, 
bùn sinh ra cản trở sự tiếp xúc giữa chất hữu cơ và 
các gốc oxy hoá, dẫn đến hiệu suất giảm dần theo 
thời gian. Xu hướng này cũng có xu hướng tương 
đồng với nghiên cứu [6], [12] và nhiều nghiên cứu 
khác đối với hợp chất hữu cơ khác. 
Sự phân huỷ COD và TSS cũng có xu hướng 
giảm theo thời gian giống với độ màu. Điều này có 
thể thấy rằng, độ màu và COD có liên quan với 
nhau, thành phần dễ phân huỷ hơn trong mẫu nước 
thải đã được loại bỏ, thành phần khó phân huỷ còn 
tồn tại sau xử lý là thành phần chính quyết định độ 
màu. 
Hình 3. Tương quan giữa hiệu suất xử lý thay đổi theo thời gian 
Độ màu, COD và TSS sau bảy phút dù vẫn còn 
cao so với chuẩn đầu ra của nước thải, nhưng đã 
loại bỏ một lượng rất lớn độ màu trong một thời 
gian ngắn. Nhìn chung, thời gian càng dài thì hiệu 
suất xử lý càng tăng, tuy nhiên hiệu suất phân hủy 
diễn ra mạnh ở giai đoạn đầu tiên và có xu hướng 
ổn định dần theo thời gian. Xu hướng này hoàn 
toàn phù hợp với lý thuyết. Vì thế, việc kéo dài 
thời gian xử lý sẽ làm giảm hiệu suất sử dụng 
năng lượng và gây tốn kém chi phí. 
 Ảnh hưởng của hiệu điện thế 
Kết quả ở Hình 4 cho thấy ở mức 50V, hiệu suất 
xử lý màu đạt được là 65,27%. Đến mức điện áp 
100V, hiệu suất trung bình tăng mạnh, đạt mức 
cao nhất là 94,11%, tương ứng với nồng độ trung 
Hình 2. Ảnh hưởng của thời gian đến hiệu suất xử lý độ màu, 
COD và TSS 
TẠP CHÍ PHÁT TRIỂN KHOA HỌC & CÔNG NGHỆ: 45 
CHUYÊN SAN KHOA HỌC TRÁI ĐẤT & MÔI TRƯỜNG, TẬP 2, SỐ 1, 2018 
bình là 1.546 Pt-Co. Ở hai mức điện áp 150V và 
230 V, mặc dù hiệu suất trung bình vẫn giữ được 
ở mức cao, nhưng giảm so với mức 100V, giá trị 
lần lượt là 92,77% và 92,11%. Khi tăng hiệu điện 
thế lên 150 V và 230 V, quan sát thấy cường độ 
bắn tia điện mạnh mẽ hơn những hiệu điện thế 
trước và lượng cặn cũng sinh ra nhiều hơn. 
Nguyên nhân cũng có thể là do quá trình hòa tan 
kim loại từ điện cực vào nước diễn ra mạnh hơn 
do tia lửa phát ra sáng và lâu hơn ở 3 hiệu điện 
thế trước, gây ra độ màu cho nước sau xử lý. Tuy 
nhiên, nhìn chung, mô hình cũng đã loại bỏ được 
một lượng lớn độ màu so với độ màu ban đầu của 
nước thải là 26.250 Pt – Co. 
Hình 4 cho thấy, ở mức điện thế 50V, nồng độ 
COD trung bình giảm từ 5.792 mg/l xuống còn 
3.807 mg/l, đạt hiệu suất 34,26%. Ở mức 100V, 
hiệu suất tăng nhanh, đạt 74,78%. Lý do là khi tăng 
hiệu điện thế, nồng độ các hạt điện tử sinh ra nhiều 
hơn, sự xáo động cao hơn, nhiệt độ nước thải tăng, 
các hạt và các gốc oxy hóa mạnh được sinh ra va 
chạm liên tục với chất ô nhiễm và làm đứt gãy các 
liên kết hóa học phức tạp, khó phân hủy để tạo 
thành các hợp chất đơn giản hơn. Mặc dù nồng độ 
sau phản ứng vẫn còn cao, lượng COD đã giảm 
đáng kể so với nồng độ ban đầu. Ở ngưỡng 150 V, 
hiệu suất giảm so với mức 100 V, đạt 72,81%. Đến 
mức 230 V, hiệu suất lại tiếp tục giảm, đạt 69,52%. 
Chỉ tiêu TSS vẫn là chỉ tiêu có hiệu suất giảm tốt 
nhất so với độ màu và COD. Theo hình 4, tại mức 
hiệu điện thế 50 V, hiệu suất trung bình thu được 
là 67,53%. Khác với độ màu và COD, hiệu suất 
TSS có sự tăng theo các mức điện thế. Ở mức 
100 V, 150 V và 230 V, hiệu suất trung bình đạt 
lần lượt là 92,48%, 93,20% và 93,42%. Nồng độ 
trung bình tương ứng lúc này giảm xuống còn 119 
mg/l. Hiệu suất trung bình của ba mức điện áp này 
có tăng lên nhưng tăng rất ít, gần như có xu hướng 
bình ổn. Có thể thấy ở mức 100 V, hiệu suất loại 
bỏ TSS đạt ngưỡng gần tối ưu. B 
Nghiên cứu nhận thấy có sự tương quan giữa sự 
suy giảm độ màu và COD (hình 5). Điều này một 
lần nữa khẳng định, thành phần COD khó phân hủy 
sau phản ứng là thành phần quyết định tạo nên độ 
màu của nước thải. 
Hình 4. Ảnh hưởng của hiệu điện thế đến hiệu suất xử lý 
 độ màu, COD và TSS 
Hình 5. Tương quan giữa hiệu suất xử lý thay đổi theo hiệu 
điện thế 
46 SCIENCE & TECHNOLOGY DEVELOPMENT JOURNAL: 
 SCIENCE OF THE EARTH & ENVIRONMENT, VOL 2, ISSUE 1, 2018 
 Ảnh hưởng của pH ban đầu 
Kết quả hình 6 cho thấy rằng, vùng pH trung tính 
cho hiệu suất xử lý độ màu tốt, pH ban đầu càng xa 
vùng trung tính thì hiệu suất càng giảm. Tại mức 
pH bằng 9, hiệu suất trung bình thu được cao nhất, 
đạt 92,09%. Mức pH bằng 12 cho hiệu suất đạt thấp 
nhất là 75,65%. Độ màu trong nước hầu hết là do 
các chất hữu cơ gây nên, đồng thời pH còn ảnh 
hưởng đến dạng tồn tại của chất hữu cơ trong nước, 
do vậy việc oxy hóa các chất hữu cơ trong nước đã 
làm giảm độ màu. Khi pH tăng thì hiệu suất lại có 
xu hướng giảm nhiều. 
Cũng như độ màu, hình 6 thể hiện rằng vùng 
hiệu suất tối ưu của COD nằm trong khoảng giữa 
pH 5-9. Hiệu suất phân hủy COD có sự chênh lệch 
lớn ở các mức pH thử nghiệm. Với nồng độ đầu 
vào tương đối cao, hiệu suất có xu hướng tăng 
nhanh khi sang mức pH bằng 5 và đạt cao nhất tại 
mức thử nghiệm pH bằng 9, với hiệu suất đạt 
71,15%. Nồng độ trung bình giảm tương ứng còn 
1.636 mg/l. Ngoài ozone, gốc •OH một gốc oxy 
hóa thứ cấp rất mạnh, phản ứng hình thành gốc 
•OH nhiều nhất trong khoảng pH từ 6,5 đến 8. Khi 
gốc •OH được tạo thành thì trong bể phản ứng xảy 
ra cả quá trình oxy hóa trực tiếp và gián tiếp, do đó 
hiệu quả xử lý COD đạt cao nhất. Sau mức này, 
hiệu suất giảm mạnh. Tại mức pH bằng 12, hiệu 
suất giảm xuống còn 36,39%. Nguyên nhân có thể 
bổ sung quá nhiều NaOH nhằm làm tăng pH, các 
ion phân ly cản trở sự phóng điện, làm giảm sự hình 
thành •OH và hạn chế khả năng xử lý. 
Xét chỉ tiêu TSS, như Hình 6, hiệu suất loại bỏ 
TSS cũng có hướng tương đồng với độ màu và 
COD. Tại pH bằng 9 cho hiệu suất cao nhất là 
91,78%. Nồng độ trung bình ban đầu là 1.810 mg/l 
giảm xuống còn 149 mg/l sau xử lý. Hiệu suất có 
xu hướng giảm mạnh khi tăng pH đến 9. Tại mức 
thử nghiệm pH bằng 12, hiệu suất trung bình giảm 
xuống còn 69,69%. Nhìn chung, khả năng loại bỏ 
TSS của mô hình có hiệu quả cao với lượng lớn 
TSS được loại bỏ trong thời gian ngắn. 
Đường thay đổi hiệu suất xử lý độ màu, COD và 
TSS khi thay đổi pH ban đầu (hình 7) cũng có sự 
tương đồng với nhau. Điều này chứng tỏ rằng một 
lượng lớn chất ô nhiễm bị phân hủy đã được lắng 
thành bùn để ra khỏi nước, từ đó giảm COD, dẫn 
đến giảm độ màu và TSS. 
Hình 7. Tương quan giữa hiệu suất xử lý theo pH 
Hình 6. Ảnh hưởng của pH đến hiệu suất xử lý độ màu, COD 
và TSS 
TẠP CHÍ PHÁT TRIỂN KHOA HỌC & CÔNG NGHỆ: 47 
CHUYÊN SAN KHOA HỌC TRÁI ĐẤT & MÔI TRƯỜNG, TẬP 2, SỐ 1, 2018 
Hiệu suất xử lý trong môi trường có pH trong 
khoảng 5-9 lớn hơn trong môi trường pH khác; 
điều này phù hợp với lý thuyết và các nghiên cứu 
khác tại [12], [14]. Tuy nhiên, khi pH quá cao thì 
có thể khiến quá trình tiếp xúc giữa các tác nhân 
oxy hóa mạnh và chất ô nhiễm cần xử lý giảm đi. 
Ngoài ra, việc nâng pH nhiều sẽ gây ra tốn kém về 
hóa chất cũng như cần thêm ngăn điều chỉnh pH 
trong quy mô thực tế, nên việc điều chỉnh pH lên 
quá cao là không cần thiết và không hiệu quả. 
 Khảo sát sự thay đổi của pH sau phản ứng
Tại mức thử nghiệm pH bằng 2, sau phản ứng 
dịch lên gần 5. Tại mức pH bằng 12, pH di chuyển 
từ 12 về gần 11, sự xê dịch ít hơn so với mức thử 
nghiệm pH bằng 2 và pH bằng 5. Theo hình 8, sau 
phản ứng, sự dịch chuyển hai đầu về trung tính có 
tâm xoay cố định tại giá trị pH = 8,4, có nghĩa là 
nước thải sau khi xử lý không cần điều chỉnh pH 
để thỏa mãn các quy chuẩn kỹ thuật về chất lượng 
nguồn nước, đồng thời không cần điều chỉnh pH về 
môi trường kiềm để đạt giá trị thuận lợi cho việc 
hình thành các gốc oxy hóa mạnh như H2O2 và gốc 
•OH. 
Nghiên cứu nhận thấy giá trị pH có xu hướng 
tăng và tiến đến ổn định sau phản ứng. Khi hiệu 
suất loại bỏ độ màu, COD, TSS có xu hướng ổn 
định, giá trị pH vẫn có sự tăng nhẹ nhưng mức tăng 
ít. Kết quả này là do trong quá trình tham gia phản 
ứng, ngoài việc các gốc oxy hóa mạnh phản ứng 
với chất hữu cơ còn có cả quá trình phản ứng của 
oxy nguyên tử cũng như phản ứng tạo ra các ion 
OH
-
 làm cho pH sau phản ứng tăng và có xu hướng 
ổn định. Kết quả thử nghiệm về sự thay đổi pH sau 
phản ứng trên cũng có sự tương quan với nghiên 
cứu tại [15]. 
 KẾT LUẬN 
Mô hình plasma lạnh trong nghiên cứu này đã tỏ 
ra có tiềm năng lớn trong việc ứng dụng vào hệ thống 
xử lý nước thải, cụ thể hơn là đối với loại nước thải 
phức tạp như nước thải sản xuất men. Ưu thế lớn nhất 
của mô hình plasma lạnh này so với các công nghệ 
phổ biến khác hiện nay là khả năng xử lý chất ô 
nhiễm trong nước với tốc độ nhanh và mạnh, không 
chọn lọc và ít bổ sung hoá chất trong quá trình xử lý. 
Nghiên cứu đã tiến hành thử nghiệm trên nước thải 
sản xuất men của công ty AB Mauri Vietnam với 
hàm lượng COD trong mẫu đầu vào cao (COD > 
5000). Kết quả thu được cho hiệu suất tốt, với hiệu 
suất loại bỏ COD là trên 75%, và loại bỏ độ màu và 
TSS với hiệu suất trên 93%. 
Thời gian phản ứng có ảnh hưởng đến hiệu suất 
phân huỷ, thời gian càng tăng thì hiệu suất tăng, cao 
nhất đạt được trong thời gian xử lý 3 phút, nhưng có 
xu hướng bão hoà về sau. Tương tự đối với thông số 
hiệu điện thế, tại 100 V mô hình đã mang lại hiệu 
quả xử lý tốt, sau đó, hiệu suất tăng nhưng không 
nhiều, nếu vẫn tăng hiệu điện thế thì gây hao tốn chi 
phí điện năng. Đối với nước thải sản xuất men, mô 
hình cho hiệu suất tốt nhất khi pH của dung dịch nằm 
gần giá trị bằng 8,4. Bên cạnh đó, công nghệ plasma 
lạnh này cũng có tính ổn định giá trị pH đầu ra. Đầu 
vào dù có thay đổi thì đầu ra có xu hướng dịch về pH 
gần bằng 8,4 và duy trì mức ổn định đấy. 
LỜI CẢM ƠN 
Nhóm nghiên cứu xin gửi lời cảm ơn đến Đại học 
Quốc gia TP.HCM đã hỗ trợ thực hiện nghiên cứu 
này. 
TÀI LIỆU THAM KHẢO 
[1] Công ty TNHH AB Mauri Việt Nam, "Báo cáo giám sát 
môi trường lần 1 – 2013," La Ngà, Đồng Nai, 2013. 
[2] H.-H. Cheng, S.-S. Chen, Y.-C. Wu, and D.-L. Ho, "Non-
thermal plasma technology for degradation of organic 
compounds in wastewater control: A critical review," 
Journal of Environmental Engineering Management, 
vol. 17, no. 6, pp. 427-433, 2007. 
[3] M. Hijosa-Valsero, R. Molina, A. Montràs, M. Müller, 
and J. Bayona, "Decontamination of waterborne 
chemical pollutants by using atmospheric pressure 
nonthermal plasma: a review," Environmental 
Technology Reviews, vol. 3, no. 1, pp. 71-91, 2014. 
Hình 8. Sự thay đổi của pH trước và sau thí nghiệm 
48 SCIENCE & TECHNOLOGY DEVELOPMENT JOURNAL: 
 SCIENCE OF THE EARTH & ENVIRONMENT, VOL 2, ISSUE 1, 2018 
[4] A. Fridman, Y. Yang, and Y. I. Cho, Plasma discharge 
in liquid: water treatment and applications. CRC press, 
USA, 2012. 
[5] A. Syakur, B. Zaman, F. Affif, S. Nurjannah, and D. Y. 
Nurmaliakasih, "Application of dielectric barrier 
discharge plasma for reducing Chemical Oxygen 
Demand (COD) on industrial rubber wastewater," in 
Information Technology, Computer, and Electrical 
Engineering (ICITACEE), 2016 3rd International 
Conference on, 2016, pp. 1-5: IEEE. 
[6] K.-S. Kim, S. K. Kam, and Y. S. Mok, "Elucidation of 
the degradation pathways of sulfonamide antibiotics in a 
dielectric barrier discharge plasma system," Chemical 
Engineering Journal, vol. 271, pp. 31-42, 2015. 
[7] J. Gao et al., "Plasma degradation of dyes in water with 
contact glow discharge electrolysis," Water research, 
vol. 37, no. 2, pp. 267-272, 2003. 
[8] J. H. Yan, C. M. Du, X. D. Li, B. G. Cheron, M. J. Ni, 
and K. F. Cen, "Degradation of phenol in aqueous 
solutions by gas–liquid gliding arc discharges," Plasma 
Chemistry Plasma Processing, vol. 26, no. 1, pp. 31-41, 
2006. 
[9] C. Sarangapani, N. N. Misra, V. Milosavljevic, P. 
Bourke, F. O’Regan, and P. J. Cullen, "Pesticide 
degradation in water using atmospheric air cold plasma," 
Journal of water process engineering, vol. 9, pp. 225-
232, 2016. 
[10] N. N. Misra, S. K. Pankaj, T. Walsh, F. O’Regan, P. 
Bourke, and P. J. Cullen, "In-package nonthermal plasma 
degradation of pesticides on fresh produce," Journal of 
hazardous materials, vol. 271, pp. 33-40, 2014. 
[11] S. P. Li, Y. Y. Jiang, X. H. Cao, Y. W. Dong, M. Dong, 
and J. Xu, "Degradation of nitenpyram pesticide in 
aqueous solution by low-temperature plasma," 
Environmental technology, vol. 34, no. 12, pp. 1609-
1616, 2013. 
[12] Y. Bai, J. Chen, Y. Yang, L. Guo, and C. Zhang, 
"Degradation of organophosphorus pesticide induced by 
oxygen plasma: effects of operating parameters and 
reaction mechanisms," Chemosphere, vol. 81, no. 3, pp. 
408-414, 2010. 
[13] Nguyễn Hoàng Lâm, "Nghiên cứu ứng dụng công nghệ 
plasma lạnh để loại bỏ thành phần hữu cơ và độ màu 
trong nước thải dệt nhuộm," Luận văn Thạc sĩ, Viện Môi 
trường và Tài nguyên – Đại học Quốc gia TP.HCM, 
2017. 
[14] Nguyễn Thị Ngọc Bích và Đặng Xuân Hiển, "Nghiên 
cứu so sánh khả năng xử lý nước rỉ rác bằng phương pháp 
oxy hóa bằng O3 và oxy hóa tiên tiến (AOPs)," Tạp chí 
khoa học và công nghệ lâm nghiệp, số 4-2013, 2013. 
Post-biological treatment of yeast production 
wastewater using non-thermal plasma 
Nguyen Thi Thanh Phuong1,*, Dinh Lam Tiep2 
1Institute for Environment and Resources, Vietnam National University of Ho Chi Minh City 
2 Vinacontrol Environmental Consultancy and Appraisal Joint Stock Company 
*Corresponding email: nttp@hcmut.edu.vn 
Received: 12-02-2017; Accepted: 05-02-2018; Published: 28-6-2018 
Abstract—Yeast production wastewater is one 
of the complex wastewater types, characterized 
by high organic content and color. This research 
on the application of non-thermal plasma in 
laboratory scale yeast production has 
demonstrated the superiority of this technology 
in terms of efficiency, treatment time and non-
selectivity for pollutants. The wastewater 
treatment model is optimized in 3 minutes with 
a DC voltage of 100 V and a pH around 8.4, 
resulting in COD removal efficiency of over 
75%, while color and TSS removal of 93%. The 
results of this study are the basis for practical 
application of wastewater at AB Mauri Vietnam 
after biological treatment stage (anaerobic, 
anoxic and aerobic) with a COD of greater than 
5,000 mg/l and color over 26,000 Pt-Co. 
Index Terms— non-thermal plasma, yeast production wastewater, voltage, AB Mauri Viet Nam