Nghiên cứu ứng dụng công nghệ plasma lạnh để loại bỏ thành phần hữu cơ và độ màu trong nước thải dệt nhuộm

29/01/2019

    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 250V. 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. Hai bơm này được gắn trên bộ khung chính của mô hình và được bật tắt thông qua hai công tắc. Bơm có chức năng bơm nước từ bể chứa nước đến bể phản ứng. Bơm thổi khí chức năng cấp khí vào bể phản ứng. 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 cần xử lý chứa trong ngăn hút nước, sẽ theo bơm hút nước vào ngăn phản ứng sau khi qua đồng hồ đo lưu lượng. Song song với quá trình trên, không khí hoặc khí trơ cũng sẽ được bơm hút khí cấp vào ngăn phản ứng. Tại ngăn phản ứng, hai bản cực inox sẽ được đặt trong ngăn và tiếp xúc với nước thải. Ngăn phản ứng được làm bằng nhựa cứng. Hai bản cực được nối với bộ nguồn chuyển điện AC à DC và bộ điều chỉnh điện áp. Trước khi nối với nguồn điện, hệ thống sẽ được đo bằng điện kế nhằm xác định điện năng tiêu thụ trong quá trình hoạt động của hệ thống. Nước tràn từ ngăn phản ứng sẽ được tuần hoàn lại ngăn chứa nước thải và tiếp tục được bơm hút đưa đến ngăn phản ứng. Quá trình xử lý phát sinh nhiệt, vì vậy, tại ngăn chứa nước thải có bổ sung thiết bị làm mát giúp giảm nhiệt độ của nước thải nhằm bảo vệ đường ống và thiết bị xử lý.

    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. Thí nghiệm sẽ tiến hành thay đổi các điều kiện vận hành, và đánh giá hiệu quả hoạt động của mô hình xử lý tại các hiệu điện thế, pH, thời gian xử lý khác nhau, đông thời xác định lượng O₃, H₂O₂, ^·OH trong quá trình xử lý.

    Trong quá trình thực nghiệm, sau khi kết thúc mỗi giai đoạn, 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 độ màu và COD và xác định nồng độ ozone, sinh ra trong quá trình xử lý. Các thông số này được phân tích theo phương pháp trong trong Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater.

3. Kết quả và bàn luận​

3.1. Ảnh hưởng của lưu lượng cấp khí

    Với các thông số vận hành U = 100 V, pH giữ nguyên pH nước thải nguồn khi thay đổi lưu lượng cấp khí từ 10, 20 và 30 lít/phút, hiệu suất xử lý độ màu và COD tăng dần khi tăng giá trị pH.

 

Hình 2. Ảnh hưởng của lưu lượng cấp khí đến hiệu quả xử lý độ màu và COD

 

    Từ kết quả trên đồ thị nhận thấy nồng độ COD trong nước thải đầu vào giảm tương ứng theo thời gian xử lý ở cả 3 điều kiện cấp khí. Tuy nhiên, tại thời điểm 06 phút xử lý lưu lượng khí 30 L/phút giảm chậm hơn ở 2 điều kiện còn lại. Tại thời điểm 8 phút xử lý, kết quả phân tích COD tại lưu lượng 20 L/phút đạt 266 mg/L. Tuy nhiên, kéo dài thời gian xử lý lên 10 phút chỉ đạt 265 mg/L tức chỉ giảm 01 Pt-Co. Kéo dài thêm thời gian xử lý lên 10 phút, hiệu quả tại lưu lượng 10 L/phút và 30 L/phút đều đạt giá trị gần bằng nhau 281 Pt-Co và 280 Pt-Co và cao hơn so với lưu lượng 20 L/phút tương ứng là 16 Pt-Co và 15 Pt-Co.

    Dựa trên đồ thị ta nhận thấy rằng sự giảm độ màu kéo theo sự suy giảm của nồng độ COD tương ứng tại các mốc thời gian phản ứng.

 

Hình 2. Ảnh hưởng của lưu lượng cấp khí đến hiệu quả xử lý độ màu và COD

 

    Jiang và cs. (2012) đã tiến hành nghiên cứu tác động của vận tốc dòng khí lên sự phân hủy Metyl Orange (MO) bằng công nghệ plasma lạnh. Việc tăng vận tốc khítừ 0,02 m³/h đến 0,12 m³/h nâng hiệu quả xử lý MO [3]. Hiệu quả khử màu MO cao nhất đạt 93,7% ở vận tốc khí 0,12 m³/h, nhiềuhơn 6,4% so với hiệu quả ở vận tốc khí 0,02 m³/h. Sự gia tăng vận tốc khí khiến nhiều các phân tử khí đi qua vùng phản ứng và được chia nhỏ bởi các electron năng lượng.Mặt khác, tốc độ dòng khí lớn làm gia tăng chuyển động hỗn loạn của chất lỏng, tăng độ khuếch tán khívào chất lỏng và tăng bề mặt tiếp xúc. Tuy nhiên, khi vận tốc khí trên 0,12 m³/h, thời gian lưu của khí trong ngăn phản ứng bị rút ngắn, dẫn đến hiệu quả phản ứng giảm [4].

3.2. Ảnh hưởng bởi giá trị pH

 

Hình 3. Ảnh hưởng của pH đến hiệu quả xử lý độ màu và COD

 

   Dựa vào kết quả phân tích tại thí nghiệm 1, nhận thấy rằng: Thời gian xử lý giảm trong khoảng thời gian từ 2 phút – 8 phút, với thời gian 10 phút ở một số trường hợp cho thấy dấu hiệu hiệu quả xử lý tương đồng với thời gian 8 phút xử lý. Hiệu quả xử lý ở lưu lượng 20 L/phút và 30 L/phút là khá đồng đều,nhất là vào thời điểm 8 phút xử lý. Để đảm bảo đánh giá đến mức tối đa khả năng xử lý của công nghệ, nghiên cứu lựa chọn thông số vận hành với thời gian xử lý là 08 phút và lưu lượng cấp khí là 20 L/phút. Thay đổi giá trị pH của nước thải tại 4 mức pH 8, pH 9, pH 10, pH 11 bằng NaHCO₃ dạng tinh thể bột trắng. Hiệu điện thế điều chỉnh giữ ở mức 100 V.

    Tương tự, sự suy giảm của độ màu do thay đổi giá trị pH trong nước thải đầu vào kéo theo sự suy giảm nồng độ COD, giá trị pH càng cao thì hiệu quả xử lý COD cũng tăng theo. So với khả năng khử màu thì ảnh hưởng của pH đến khả năng xử lý COD của mô hình có hiệu quả thấp hơn, nồng độ COD giảm dần theo thời gian, tuy nhiên độ chênh lệch giá trị nồng độ giữa các giá trị pH khác nhau là khá đồng đều. Hiệu quả giảm nồng độ COD rõ rệt nhất là tại pH 9 đến pH 9,87 tương ứng đạt 286 mg/L và 266 mg/L (giảm 20 mg/L). Khi tăng pH, nồng độ COD tiếp tục giảm, tuy nhiên mức độ giảm là không đáng kể, cụ thể như sau: tại pH 10 là 261 mg/L và pH11 là 260 mg/L.

   Trong môi trường pH cao hiệu suất xử lý độ màu và COD tốt hơn trong môi trường pH thấp, điều này phù hợp với lý thuyết và các nghiên cứu khác như của Cheng et al. (2007) [5].

    Theo Cheng et al. (2007) sự thay đổi pH là một yếu tố ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý, tại pH 3, pH 7 và pH 10 cho hiệu quả loại bỏ phenol lần lượt là 18%, 25% và 35% [5]. Trong nước, ozone cũng phản ứng với các phân tử nước để tạo •OH. Tuy nhiên, mật độ •OH cao hơn trong môi trường trung tính hoặc kiềm so với môi trường axit trong các điều kiện thí nghiệm như nhau [6]. Vì vậy, nhiều gốc •OH được hình thành ở pH cao hơn. Điều đó giải thích tỷ lệ phân hủy chất hữu cơ và độ màu tốt hơn. Theo Sun (1997) đã báo cáo kết quả tương tự rằng khả năng oxy hóa của plasma có xu hướng mạnh mẽ hơn trong điều kiện có tính axit và phóng điện hồ quang sẽ tạo ra bức xạ tia cực tím mạnh hơn trong môi trường kiềm [7]. Kể từ khi ozone được tạo ra trong quá trình plasma, bức xạ tia cực tím có thể làm giảm nồng độ các hợp chất hữu cơ bằng O₃ và sự hình thành các gốc •OH với các phản ứng sau:

O₂ + ^●O → O₃

O₃ + hv + H₂O → H₂O₂ + O₂

H₂O₂ + hv → 2OH

2O₃ + H₂O₂ → 2OH + 3O₂

    Giá trị pH ảnh hưởng đến thành phần hóa học của O₃. Ví dụ như các gốc •OH được hình thành bằng cách phân hủy O₃ ở pH cao, nhưng nồng độ O₃ vẫn không thay đổi khi ở pH thấp. Theo Yang và cs. [2], O₃ có thế oxy hóa là 2,07 V và •OH có một tiềm năng oxy hóa là 2,80 V. Do đó, quá trình oxy hóa trực tiếp bởi •OH nhanh hơn so với quá trình oxy hóa bởi O₃, từ đó, sự phân hủy các hợp chất hữu cơ tăng lên trong điều kiện dung dịch kiềm. Ngoài ra sau xử lý, giá trị pH có xu hướng giảm so với ban đầu, nguyên nhân có thể là do trong thành phần nước thải dệt nhuộm có nhiều ion kim loại đặc biệt là chất giặt Na₂SO₄, chất tẩy trắng NaClO, NaClO₂, H₂O₂, trong đó ion Na⁺ phân ly và bám vào các hạt bông bùn do trái dấu điện tích và lắng xuống đáy ngăn phản ứng, ion SO₄^2-, ClO^-, Cl^-, kết hợp với ion H⁺ phân ly từ H₂O và H₂O₂  tồn tại tự do trong nước do phóng điện hồ quang, phân tử C tồn tại trong nước thải, hay S^- trong thuốc nhuộm lưu huỳnh, các gốc metyl trong thuốc nhuộm dễ dàng kết hợp với phân tử O và OH• tạo thành các axit H₂CO₃, H₂SO₄, HCl, HClO là  nguyên nhân làm giảm giá trị pH của nước thải sau xử lý.

H₂O₂ + e- → HO₂^- + H⁺

Na₂SO₄ → 2 Na+ + SO₄^2-

SO₄^2- + 2H⁺ → H₂SO₄

NaClO → Na⁺ + ClO^-

ClO- + H⁺ → HClO

C^2- + O + HO₂^- → H₂CO₃

S^- + 2O + HO₂^- → H₂SO₄

   Điều này cũng khá tương đồng trong nguyên cứu của Mohammadi và cs. (2016) [8], các giá trị pH của thuốc nhuộm thay đổi tại từng thời điểm khác nhau trong quá trình xử lý. Mặc dù kết quả cho thấy rằng các giá trị pH của tất cả các phân tử thuốc nhuộm đang giảm, những thay đổi trong giá trị pH tương đồng với sự suy giảm của các phân tử thuốc nhuộm. Trong thực tế, quá trình xử lý dẫnđến phân ly của các phân tử nước và do đó làm tăng nồng độ của H⁺ trong dung dịch.

H₂O + hv → e^- + H₂O•

H₂O• → •OH + H⁺

3.3. Ảnh hưởng của hiệu điện thế

    Thay đổi giá trị hiệu điện thế tại 4 mức 125 V, 150 V, 175 V, 200 V. Thông số vận hành với thời gian xử lý là 08 phút; lưu lượng cấp khí 20 L/phút (tại thí nghiệm 1). Với kết quả được trình bày ở thí nghiệm 2 do ảnh hưởng của giá trị pH đến hiệu quả xử lý COD và độ màu của nước thải dệt nhuộm, ta thấy rằng pH càng tăng thì hiệu quả xử lý càng cao, tuy nhiên ở giá trị pH 10 và pH 11 có kết quả chênh lệch không cao. Để vừa đảm bảo đánh giá hết khả năng xử lý của công nghệ, độ bền của thiết bị cũng như chi phí hóa chất cho việc thay đổi giá trị pH, nghiên cứu lựa chọn điều chỉnh giá trị thành pH 10 để tiến hành thí nghiệm 3.

 

 Hình 4. Ảnh hưởng của hiệu điện thế đến hiệu quả xử lý độ màu và COD

 

    Dựa vào đồ thị, nhận thấy rằng khi tăng hiệu điện thế, độ màu trong nước thải đầu vào giảm dần. Ở hiện điện thế 100V đến 150V, sự suy giảm độ màu diễn ra rõ rệt từ 457 Pt-Co xuống 218 Pt-Co tương đương 53% (tại 125 V độ màu đạt 351 Pt-Co). Tuy nhiên, khi tăng hiệu điện thế lên 175 V và 200 V độ màu tiếp tục giảm nhẹ đạt 173 Pt-Co tại 175 V và 162 Pt-Co tại 200 V. Từ đó nhận thấy, giá trị hiệu điện thế có ảnh hưởng rất lớn đến hiệu quả xử lý độ màu của mô hình đối với nước thải đầu vào từ 457 Pt-Co xuống 162 Pt-Co, tức giảm 295 Pt-Co. Với hiệu điện thế cao hơn, hình thành cặn lắng nhiều hơn, kích thước cặn to và dễ dàng lắng xuống đáy.

    Tương tự với độ màu khi tăng hiệu điện thế, nồng độ COD trong nước thải đầu vào giảm tương ứng. Ở hiện điện thế 100 V đến 150 V, sự suy giảm diễn ra rõ rệt từ 261 mg/L xuống 112 mg/L tương đương 57%. Tuy nhiên, khi tăng hiệu điện thế lên 175 V và 200 V nồng độ COD có dấu hiệu giảm nhẹ đạt 96 mg/L và 91 mg/L tương ứng tại 175V và 200 V. Lý do là khi tăng hiệu điện thế, nồng độ các hạt e- sinh ra nhiều hơn, sự xáo động cao hơn, nhiệt độ nước thải tăng, các hạt va chạm liên tục và làm đứt gãy các liên kết hóa học phức tạp, khó phân hủy để tạo thành các hợp chất đơn giản hơn.

    Theo Y.C. Chen (2008) thay đổi giá trị điện áp cao để quan sát hiệu ứng khử màu 10 ppm Methyl Orange (MO). Kết quả cho thấy rằng với việc tăng điện áp phóng điện plasma, khử màu metyl da cam được tăng cường rất nhiều. Tại điều kiện 35 kV / 35 mA, chỉ 10 phút xử lý hiệu quả khử màu có thể đạt tới gần 100%. Ngay cả đối với làm việc tại một điện áp thấp hơn nhiều 21 kV, và tỷ lệ loại bỏ khử màu vẫn có thể đạt tới 80% trong thời gian 5 phút [4]. Tỷ lệ loại bỏ là chậm hơn ở 5 phút đầu tiên, sau 10 phút hiệu quả tăng lên đến 80% và 96% tương ứng 21 kV và 35 kV. Nghiên cứu của Hsu-Hui Cheng (2007) đã chỉ ra rằng, với một hiệu điện thế cao (thay đổi từ 7 – 74kV), những electron sẽ được tạo ra dễ dàng hơn dẫn đến hiệu quả xử lý cao hơn [5].

3.4. Ảnh hưởng của nguồn cấp khí

    Với thông số xử lý tối ưu ở thí nghiệm 1, 2 và 3, thay đổi nguồn khí cấp từ nguồn không khí bằng khí trơ (N₂) bằng thiết bị ESA Nitrogen Generator và đánh giá hiệu quả xử lý.

 

Bảng 2. Kết quả phân tích COD và độ màu thí nghiệm 3 của nước thải đầu vào

Nguồn cấp khí	Kết quả
	Độ màu (Pt-Co)	COD (mg/L)
Thí nghiệm 3 (không khí)	162 ± 2	91 ± 7
Khí trơ, N2	164 ± 2	93 ± 7

    Phản ứng với nguồn cấp là khí N₂ diễn ra theo phương trình như sau:

N₂ + e- → 2N• + e-
O₂ + e- → 2O• + e-

N• + O• → NO

NO + O• → NO₂

NO₂ + OH• → HNO₃

NO₂ + H₂O → HNO₂ + HNO₃

    Theo L.O.B. Benetoli (2012), sự phân hủy Metylene Blue (MB) không phụ thuộc nhiều vào khí nguồn khi dòng điện của hệ thống vẫn giữ nguyên. Đối với tất cả các loại khí, hiệu quả tăng lên khi dòng điện áp tăng. Nồng độ H₂O₂ sinh ra từ loại khí khác nhau (Ar, O₂ và N₂) và cùng một dòng điện áp, nồng độ H₂O₂ tối đa (4,18 ± 0,0001 mmol/L) đạt được khi sử dụng O₂ sau 40 phút và cao hơn 4,8 lần so với giá trị tối đa trong trường hợp của Ar và tương ứng 5,4 lần với N₂.Khi N₂ đã được sử dụng, nồng độ H₂O₂ đạt tối đa sau 15 phút, và sau đó biến mất. Về việc sử dụng Ar, nồng độ H₂O₂ tăng theo thời gian và có xu hướng hướng tới trạng thái cân bằng hóa học giữa sự hình thành và triệt tiêu các quá trình sau 60 phút. Ngoài ra, một nghiên cứu khác của Hsu-Hui Cheng (2010) so sánh nguồn không khí và nguồn khí Argon. Kết quả cho thấy hiệu quả sự suy thoái của phenol và catechol của nguồn không khí cao so với nguồn Argon trong cùng một điều kiện thí nghiệm [9]. Lý do hiệu quả xử lý cao hơn khi nguồn cấp khí là không khí có thể do lượng ozone được sinh ra trong quá trình phóng điện cao hơn. Trong khi đó, ozone trong nước có khả năng chuyển đổi các electron tự do và H⁺ vào một gốc •OH mà sau đó ngay lập tức phản ứng với hai loại phenol. Do đó, phenol và catechol đã gần như bị phân hủy hoàn toàn lần lượt sau 50 phút và 30 phút. Báo cáo trước đó cho thấy tổng lượng ozone sinh ra có mối quan hệ với tỷ lệ khí cấp và có tỷ lệ cấp khí tối ưu cho việc sản sinh ozone. Hơn nữa, trong phalỏng phóng điện, tia UV được sinh ra nhiều, dẫn đến sự hình thành các gốc hydroxyl thông qua việc phân hủy các phân tử nước. Những gốc tự do có thể oxy hóa phenol và catechol trong nước [9].

3.5. Khảo sát sự hình thành ozone trong quá trình xử lý của mô hình

    Thay đổi nguồn cấp khí từ không khí để đạt nồng độ ozone cao nhất nhằm đánh giá hiệu quả xử lý của công nghệ. Thử nghiệm khảo sát nồng độ ozone được tạo ra trong quá trình vận hành mô hình trong các khoảng thời gian 02, 04, 06, 08, 10 phút. pH giữ ở giá trị 10, hiệu điện thế 200 V, nguồn khí cấp là không khí và lưu lượng cấp khí là 20L/phút.

 

Hình 5. Diễn biến nồng độ ozone hình thành trong quá trình xử lý

 

   Qua đồ thị trên nhận thấy, ozone được sản sinh ra trong quá trình xử lý. Khoảng thời gian từ 02 phút đến 04 phút nồng độ ozone đo được thấp. Lý do có thể là mô hình hoạt động chưa ổn định, lượng ozone sinh ra thấp; lượng ozone vừa tạo ra ngay tức thì tham gia vào các quá trình phản ứng. Sau 6 phút xử lý, lượng ozone đo được tăng lên và đến 8 phút lượng ozone này nhanh chóng giảm từ 84,56 mg/m³ xuống 54,56 mg/m³. Nguyên nhân là lượngozone tạo ra nhiều hơn khi mô hình hoạt động ổn định và tham gia mạnh mẽ vào quá trình oxy hóa chất hữu cơ có trong nước thải, nên nồng độ ozone thoát ra ngoài thấp. Đến mốc 10 phút, do hàm lượng chất ô nhiễm đã giảm, ozone tiếp tục được sinh ra nhưng ít tham gia vào các phản ứng, mất tính ổn định và theo dòng khí thoát ra bên ngoài.

    Kết quả trên có xu hướng phù hợp với nhiều nghiên cứu khác. Theo D. Piroi (2009), trong vài phút đầu tiên gần như tất cả ozone được tạo ra trong quá trình được tiêu thụ với nồng độ Metylene Red (MR) giảm đột ngột [10]. Đối với t > 12 phút, khoảng 50 - 600 ppm ozone được tiêu thụ trong các phản ứng với các sản phẩm thu được từ quá trình oxy hóa MR và nồng độ này vẫn còn được duy trì cho đến thời gian xử lý là 20 phút. Theo Y.C. Chen (2008), nồng độ O₃ giảm đáng kể sau khi xử lý plasma 20 phút trong nước cất với vận tốc 0,06 m³/h [4].

3.6. Tính kinh tế - kỹ thuật của công nghệ

    Mối quan hệ tuyến tính giữa nồng độ COD nước thải đầu vào từ nồng độ 639 mg/L xuống 91 mg/L với thời gian xử lý được thể hiện bằng hằng số tốc độ phản ứng. Vậy với thời gian xử lý là 08 phút để giảm nồng độ COD từ 639 mg/L xuống 91 mg/L, tuy nhiên chỉ mất 2,8875 phút nồng độ COD đã giảm được 50% từ 639 mg/L xuống 319,5 mg/L.

    Công suất tối thiểu khi điều chỉnh hiệu điện thế ở mức vận hành 100 V và tối đa ở mức 200 V:

P = U.I = (100 ÷ 200) x 5 = 500W ÷ 1.000W

    Trong đó, U (V) là hiệu điện thế, I (A) là cường độ dòng điện.

    Năng lượng cần thiết để xử lý COD nước thải đầu vào từ nồng độ 639 mg/L xuống 91 mg/L.

    Với giá điện vào khoảng 1.800 đồng cho mỗi 1 KWh, vậy để giảm 12,33 g chất hữu cơ khó phân hủy trong nước thải đầu vào cần 1.800 đồng. Như vậy, ta nhận thấy rằng, áp dụng công nghệ plasma lạnh cho nước thải đầu vào (nước thải chưa qua xử lý) có đem lại giá trị về kinh tế (chi phí điện năng tiêu thụ). Vì vậy, với tính chất không bị giới hạn nồng độ nước thải đầu vào công nghệ plasma lạnh thực sự đem lại hiệu quả khi áp dụng cho những loại nước thải có nồng độ ô nhiễm cao không cần qua bất kỳ công đoạn xử lý nào.

   Theo kết quả nghiên cứu của D. Piroi (2009), hiệu quả xử lý Metyl Red tại các nồng độ 10 mg/L có Y = 33 g/KWh, 25 mg/L có Y = 44 g/KWh và 50 mg/L có Y = 58 g/KWh [10], kết quả của D. Piroi (2009) cho hiệu quả cao hơn lý do là nghiên cứu cụ thể đối với 1 loại thuốc nhuộm, còn đề tài là sự tổng hợp nước thải trong các công đoạn xử lý nên hiệu quả thấp hơn.

4. 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 dệt nhuộm. 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. Đối với công nghệ plasma xử lý nước thải dệt nhuộm chưa qua công đoạn xử lý nào cho hiệu quả đạt 90,09% đối với độ màu và 85,75% đối với giảm nồng độ COD cho thấy hiệu quả tốt để xử lý các thành phần chất hữu cơ có màu, khó phân hủy sinh học. Khi so sánh với một số công nghệ truyền thống và tiên tiến, công nghệ plasma lạnh vẫn hoàn toàn đáp ứng được các yêu cầu về hiệu quả xử lý của công nghệ.

LỜI CẢM ƠN

    Nghiên cứu được tài trợ bởi Đại học Quốc gia TP. Hồ Chí Minh (ĐHQG – HCM) trong khuôn khổ Đề tài mã số C2017-24-04 “Nghiên cứu ứng dụng công nghệ plasma lạnh trong xử lý nước thải dệt nhuộm và cồn rượu”.

 

Nguyễn Thị Thanh Phượng, Nguyễn Hoàng Lâm, Đinh Đức Anh

Viện Môi trường và Tài nguyên, ĐHQG TP. Hồ Chí Minh

(Nguồn: Bài đăng trên Tạp chí Môi trường số Chuyên đề IV năm 2018)

TÀI LIỆU THAM KHẢO

1. Nguyễn Văn Dũng (2015), Nghiên cứu ứng dụng công nghệ plasma lạnh trong xử lý nước: Tổng hợp tài liệu, Tạp chí Khoa học Đại học Cần Thơ. 36, 106 – 111.
2. Yang Y., Cho Y.I., Fridman A., Plasma discharge in liquid – Water treatment and applications, CRC Press, USA, pp. 22, 2012.
3. Jiang B., Zheng J., Liu Q., Wu M., “Degradation of azo dye using non-thermal plasma advanced oxidation process in a circulatory airtight reactor system”, Chemical Engineering Journal, 204-206, pp. 32-39, 2012.
4. Chen Y.C., Lee H.M., Huang M.H., Chen S.H., Yan J.M., Yang M.S., “A discharge reactor with water-gas mixing for methyl orange removal”, International Journal of Plasma Environmental Science and Technology, 2(2), pp.113-118.
5. Hsu-Hui Cheng, Shiao-Shing Chen, Yu-Chi Wu and Din-Lit Ho, “Non-thermal plasma technology for degradation of organic compounds in wastewater control: A critical review”, J. Environ. Eng. Manage, 17(6), 427 – 433, 2007.
6. María Hijosa-Valseroa, Ricardo Molinab, Anna Montràsc, Michael Müllerd, Joseph M. Bayonaa, “Decontamination of waterborne chemicalpollutants by using atmospheric pressure nonthermal plasma: A review”,Environmental Technology Reviews 3(1), 71–91, 2014.
7. Sun, B., M. Sato and J. S. Clement, “Optical study of active speciesproduced by a pulsed streamer corona discharge in water”, J.Electrostat.,39(3), 189-202, 1997.
8. Bahareh Mohammadi, Ali Akbar Ashkarran, “Cold atmospheric plasmadischarge induced fast decontamination of a wide range of organiccompounds suitable for environmental applications”, Journal of Water ProcessEngineering, 9, 195–200, 2016.
9. Hsu-Hui Cheng, Shiao-Shing Chen, Yung-Chih Chen, Yu-Chi Wu, Wei Luen
   Tseng, Yi-Hui Wang, Min-Pei Ling,  “Liquid- phase non-thermal plasmatechnology for degradation of two high strength phenols in aqueous solution”,Institute of Engineering Technology, National Taipei University ofTechnology, Taipei, 2010.
10. D. Piroi, M. Magureanu, N.B. Mandache, V.I. Parvulescu, “Decomposition of organic dyes in water using non-thermal plasma”,
    Department for Plasma Physics and Nuclear Fusion, National Institute forLasers, Plasma and Radiation Physics, Bucharest-Magurele, Romania, 2009.

A STUDY ON THE APPLICATION OF NON-THERMALPLASMA TO REMOVE ORGANIC MATTER AND COLOR IN TEXTILE DYEING WASTEWATER

 

Nguyen Thi Thanh Phuong, Nguyen Hoang Lam, Dinh Duc Anh

Institute for Environment and Resources, VNU-HCMC

ABSTRACT

   Textile wastewater is one of the heavy polluted wastewater, high organic matter content and complexity. Research on the application of cold plasma in textile wastewater treatment with laboratory scale demonstrates the superiority of this technology in terms of efficiency, treatment time and non-selectivity for pollutants. Especially organic components are durable.

   The test results for textile wastewater show that the treatment effect depends on factors such as pH value, treatment time, gas supply - air flow and voltage value. Color removal efficiency and COD concentration in textile wastewater up to 90.09% and 85.75% in optimum operating conditions were investigated. Simultaneously, cold plasma technology shows high efficiency in sterilization and sterilization. The study also determined the levels of ozone, hydrogen peroxide and free hydroxyl radicals generated during the process - the nature of the cold plasma treatment process.

   Key words: non-thermal plasma, textile dyeing wastewater.