李欣然，李震彪，何孟兵

(華中科技大學 電氣與電子工程學院 強電磁工程與新技術國家重點實驗室，湖北 武漢 430074)

介質阻擋放電(Dielectric barrier discharge,DBD)也稱無聲放電，指有絕緣介質插入放電空間的放電形式。其能在常溫常壓下持續(xù)、穩(wěn)定、均勻地放電，產(chǎn)生高密度的等離子體，伴有獨特的電、光、熱等物理效應[1]。近年來，利用DBD產(chǎn)生低溫等離子體(non-thermal plasma,NTP)降解有機廢水的技術逐步得到關注。有機廢水除有毒有害外，還具有種類龐雜、化學需氧量高、生物降解性能差等特點，而DBD水處理技術集多種效應(高能電子轟擊、臭氧氧化、羥基自由基氧化、紫外輻射)于一體，對有機廢水的降解具有適用性廣、無選擇性、無二次污染等優(yōu)點，展現(xiàn)了其在水處理領域中廣闊的應用前景，并逐步向實用化、工業(yè)化的方向發(fā)展[2]。

基于同軸式的DBD水處理裝置結構簡單、降解量大、易于循環(huán)，其筒狀結構與工業(yè)廢水實際處理容器相匹配，在大規(guī)模工業(yè)應用中最具潛力[3]。目前針對同軸式DBD水處理的研究主要集中在反應器結構、電極型式、放電條件以及電化學參數(shù)和工藝條件的優(yōu)化。近年來，利用同軸式DBD水處理裝置降解染料廢水、生物醫(yī)藥廢水、鉆井廢水、農(nóng)業(yè)廢水等已成研究熱點并取得了一定的研究進展[4-7]。

本文將介紹主流的同軸式DBD水處理裝置并分析比較各裝置的優(yōu)缺點，提供電源、電極、絕緣介質的選擇與設計思路。歸納總結放電電壓、電源頻率、溶液初始pH、工作氣氛對降解效果的影響。分析不同低溫等離子體復合方法降解有機廢水的關鍵技術及國內(nèi)外研究現(xiàn)狀。最后，本文將指出制約同軸式DBD水處理裝置降解有機廢水發(fā)展的關鍵問題，并進一步展望其未來發(fā)展趨勢。

1 DBD降解有機廢水基本原理

DBD是有絕緣介質插入放電空間的放電形式，也稱無聲放電[8]。DBD電極結構主要有同軸式、平行平板式和針板式，絕緣介質既可以覆蓋在電極表面，也可以懸掛在放電區(qū)，雖電極結構不同，但放電的機理是一致的。本文重點討論基于同軸式的DBD水處理裝置，其常見的電極結構見圖1。放電發(fā)生時，絕緣介質能夠阻斷擊穿通道的形成，減少電極間的轉移電荷量，從而抑制弧光放電及火花的形成，使得放電等離子體處于非熱態(tài)，即低溫等離子體[9]。

圖1 同軸式DBD電極結構Fig.1 Coaxial DBD electrode structure

同軸式DBD水處理中采用的兩種放電方法分別是氣相放電和氣-液兩相放電。氣相放電是指放電發(fā)生在純氣體空間中，如石英氣室、曝氣管內(nèi)。氣-液兩相放電是指放電發(fā)生在有氣-液交界的空間中，如液中氣泡、水膜表面、水霧空間。DBD低溫等離子體降解廢水的基本原理見圖2。

圖2 DBD低溫等離子體降解有機物原理Fig.2 Degradation mechanism of organic compounds by DBD non-thermal plasma

氣相放電主要經(jīng)歷過程①，放電過程所產(chǎn)生O3與水分子反應生成·OH、H2O2等強氧化性粒子，或生成O3直接與有機物發(fā)生反應，起到降解作用。但由于等離子體湮滅迅速，降解過程幾乎只利用到了放電所產(chǎn)生的O3，因此傳質效率不高；而在氣-液兩相放電條件下，除了過程①的降解機制，高能電子還能直接轟擊水分子，使水分子在電離和解離的作用下轉化為·OH和·H等活性自由基，即過程②。由于放電產(chǎn)生的各種高氧化勢的粒子壽命極短(3.7×10-9s)[10]，因此氣相放電時，O3等活性產(chǎn)物在通入溶液前就會分解，而氣-液兩相放電由于增加了等離子體與溶液的接觸面積，提高了傳質效率及活性物質的產(chǎn)率。同時，伴隨放電過程產(chǎn)生的紫外光、微波等都有輔助降解的作用[11]。

在放電所產(chǎn)生的多種活性粒子中，·OH氧化性最為優(yōu)越，能夠近乎無選擇性地氧化任何有機物，破壞水中溶解有機物的發(fā)色鍵。黃芳敏[12]使用DBD等離子體處理亞甲基藍溶液，在以空氣為工作氣體放電30 min時，采用OES法測得液相中·OH的濃度為2.27×10-4mol/L。在以氬氣為工作氣體放電30 min時，·OH和H2O2對降解效果的貢獻比分別為47.8%,21.8%。可見提高·OH的產(chǎn)率與利用率能夠有效提高有機物降解率，因此，·OH的產(chǎn)率與利用率也成為了衡量反應器效率的重要指標。

2 同軸式DBD水處理裝置

2.1 反應器

同軸式DBD水處理裝置主要由四部分組成，分別為反應器、DBD水處理電源、電極以及阻擋介質。其中，同軸式DBD水處理裝置的反應器是有機廢水降解的主要場所。目前在國內(nèi)外學者的研究過程中所出現(xiàn)的同軸式DBD反應器主要有見圖3的5種類型，各個反應器型式與電極結構均良好匹配。根據(jù)等離子體產(chǎn)生方式，反應器可以分為液電式、氣室式以及氣液室3種。其中，(a)反應器為液電式，氣體通過鼓泡手段進入溶液，放電發(fā)生在鼓入溶液內(nèi)部的氣泡中。(b)、(c)為氣室式，放電發(fā)生在氣相。(d)、(e)反應器為氣液式，放電發(fā)生在氣液混合態(tài)或氣液界面上。

(a)類型反應器高壓電極置于反應器中心，低壓電極包裹在反應器外側，通過通氣或曝氣的手段使溶液中的氣泡更為均勻。也可將高壓電極表面包裹介質，低壓電極置于緊貼反應器壁的內(nèi)側。由于放電主要發(fā)生在氣泡中，等離子體通過氣-液界面直接作用于廢水，提高了傳質效率。Manoj等[13]以不銹鋼棒為高壓電極，反應器外壁鍍銀為接地電極，反應器內(nèi)徑19 mm，DBD放電區(qū)長20 mm、厚3.5 mm，使用該種反應器對硫丹進行脫色處理，研究了外加電壓、溶液初始濃度、曝氣速度的影響，建立了該種反應器中降解反應過程的動力學模型。然而，由于此種反應器增加了曝氣方式、曝氣量、曝氣半徑等影響因素，所以其可控性較差，且相較于純氣相放電，水中氣泡的放電更加不易。

圖3 同軸式DBD水處理反應器Fig.3 Coaxial DBD water treatment reactor

(b)所示類型反應器高壓電極置于氣室管中心，低壓筒狀電極包裹氣室管壁四周。通電后，介質阻擋放電發(fā)生在管內(nèi)空間中，所產(chǎn)生的活性物質通過曝氣頭進入到溶液中，屬于純氣相放電。該種反應器結構簡單、處理量大，處理廢水的速度較快。Tichonovas等[14]使用該種反應器分別降解13種體積為1 L的有機染料水溶液，共有10種染料的脫色率能夠在5 min達到95%。同時，該種DBD反應器的紫外發(fā)射可以增強染料的降解，特別是在氧化鈦催化劑的存在下[15]。但該種反應器的低壓電極浸沒水中，不利于電極壽命。因此可將低壓電極包裹于反應器筒壁四周，使其與廢水隔離，減少電極腐蝕[16]；但由于反應器半徑受限，因而此時處理量相對有限。此類反應器以氣相放電為主，降解過程僅利用到了放電產(chǎn)生的O3，等離子體的傳質效率低，效果不如氣-液兩相放電。

(c)所示類型反應器將等離子體的產(chǎn)生與作用分為兩部分，一部分是等離子體發(fā)生器，另一部分是降解反應器，二者以泵氣管相連。雙室式反應器電極易維修保養(yǎng)，但放電發(fā)生在純氣相，產(chǎn)生活性物質主要是O3，效果不如氣-液兩相放電。Tang等[17]使用該反應器降解2，4-二硝基苯酚(DNP)時發(fā)現(xiàn)，DNP的降解效率主要取決于輸入功率、氣體流量和初始DNP濃度；并且·OH自由基為主要活性組分，對DNP的降解起著重要作用。

(e)所示類型反應器采用了霧化噴頭，屬于氣-液兩相放電，液體的霧化大大增加了氣液接觸面積。潘曉藝[20]使用自制線筒式DBD裝置，分別采用液電式、液膜式、噴霧式反應器處理撲熱息痛，結果表明,噴霧式的效果顯著，在放電功率為650 W,處理時間為2 min,循環(huán)液體量為250 mL/min條件下,撲熱息痛降解率達到95%。此種反應器低溫等離子體的傳質效率得到提高，但液滴在放電空間中存在時間有限，且其結構較為復雜，依賴于霧化噴頭與水循環(huán)裝置，如果廢水未經(jīng)處理，可能造成霧化噴頭堵塞。

2.2 DBD水處理電源

電源是DBD水處理技術中的基礎，DBD水處理技術中可采用交流電源，基于應用需求，DBD的放電氣隙較厚，需要較高的電壓，其頻率可為50 Hz～10 MHz[3]。Sun等[21]利用交流電源進行甲基橙降解廢水的研究中發(fā)現(xiàn)，介質阻擋放電等離子體可以破壞甲基橙分子的發(fā)色團，大分子的有機化合物可以降解成小分子的有機化合物。值得指出的是，使用交流電源的DBD放電易向不穩(wěn)定的非均勻放電模式轉變，電能利用率低，發(fā)熱現(xiàn)象嚴重，甚至會出現(xiàn)過熱點，給水處理裝置的安全運行帶來隱患。

除高壓交流電源外，單極性的脈沖電源也能夠產(chǎn)生DBD等離子體。使用納秒級脈沖電源的DBD微放電電流密度達到106A/cm2，遠遠大于使用交流電源的DBD微放電電流密度[22]。在外加脈沖電壓上升沿階段，阻擋介質上的充電電壓必須迅速升高超過氣隙擊穿電壓，使等離子體反應發(fā)生；在外加電壓下降沿階段，電壓必須迅速降至足夠低，使氣隙反向擊穿消除介質上的殘留電荷，從而能在下一個脈沖時再次放電。故DBD水處理的脈沖電源需滿足高幅值、窄脈寬的要求。除此之外，還要保證在運行情況下的高效性、輸出穩(wěn)定性以及可持續(xù)運行性，因此，等離子體激勵源成為制約介質阻擋放電進一步應用的瓶頸之一[3]。

2.3 電極

同軸式裝置所采用的內(nèi)電極型式中，線電極最為常見。對于線電極來說，其電極直徑越細，則其所對應的曲率半徑越小，更易畸變電極表面的電場從而獲得更高的電場強度，放電所需的工作電壓可以更低。然而，若空氣間隙厚度一定，更大的高壓電極直徑意味著更大的放電空間體積，即增大了廢水處理量，因此對于高壓線電極的尺寸應權衡放電電壓與廢水處理量綜合考慮。外電極一般作為接地極，緊貼氣室或反應器外壁，常見的型式有筒狀、片狀、纏繞等，或直接以導電污水作為地電極。

Kim等[23]在設計氣室式DBD反應器時以螺紋棒作為高壓內(nèi)電極，螺紋結構增加電極表面積的同時畸變表面電場，提高了放電強度和能量利用率，使用此裝置處理9種獸用抗生素，降解率達到90%時對應的能量需求低至0.39 kJ/mg。Reddy等[13]在設計液電式DBD反應器時高壓電極選用直徑12 mm的不銹鋼柱，在高壓電極浸沒水中的條件下，能夠保證其強度與壽命。Wang等[24]自主設計的液膜式DBD反應器內(nèi)電極為直徑10 mm、厚5 mm空心不銹鋼管，提供了更大的氣-液接觸面積，提高氣-液傳質效率。Mok[15]在降解偶氮染料橙II實驗中使用自制同軸氣相DBD水處理反應器，直接將廢水作為接地電極。該反應器內(nèi)徑為22 mm，高壓電極選用直徑9 mm的銅棒，地電極經(jīng)廢水延伸至石英管表面，放電發(fā)生在石英管內(nèi)表面與內(nèi)電極之間的氣隙中，將產(chǎn)生的活性氣體通過曝氣的方式通入廢水，達到降解目的。

2.4 阻擋介質

DBD水處理裝置中，對絕緣介質的選擇主要考慮介質種類、厚度和實用性三個方面，最為常見的絕緣介質有石英玻璃、有機玻璃、陶瓷[14,25-26]。

介質種類是影響介質阻擋放電效果的重要因素，所選介質種類的介電常數(shù)不同，則放電空間中電場強度不同，引起的放電特性也不同。針對不同阻擋介質的納秒脈沖DBD特性的實驗結果表明[27]，絕緣介質介電常數(shù)越大，越易發(fā)生強烈的放電，特別地，在能夠保持均勻放電的條件下，玻璃作為阻擋介質時允許厚度范圍最大，聚四氟乙烯作為阻擋介質時允許的頻率范圍最大。

阻擋介質的厚度決定了其在放電回路中的電容大小，介質層越薄，則介質電容越大，通電后能夠積累在介質表面的電荷量越大，因而降低了放電起始電壓，使得放電更易發(fā)生。然而介質的厚度保證了其強度，故介質層厚度也應綜合考慮。除此之外，出于實際應用方面的考量，對于所選介質還應考慮其硬度、成型性以及可觀測性，石英玻璃是目前該領域中應用最廣泛的材料之一。

3 同軸式DBD水處理過程中的影響因素

有機廢水降解的過程涉及到電學、化學、光學、動力學等，影響因素復雜多樣且相互制約。目前主要研究單一因素對降解效果的影響，國內(nèi)外學者在機理和實驗驗證方面均取得了一定進展。

3.1 外加電源

理論上講，頻率一定時，加在高壓電極上的電壓越高，放電區(qū)的場強越大，放電就會越強烈。所以隨著電壓的升高，產(chǎn)生的等離子體濃度增加，就會產(chǎn)生更多的高能電子和·OH、O3、H2O2等強氧化性物質，同時伴隨的溶液振蕩和紫外輻照也會更加強烈，從而提高了有機廢水的降解率和降解效率。Wang等[28]在利用氣室式DBD反應器處理腐殖酸的廢水30 min，控制峰值電壓為12,16,19.6,23 kV時對應的腐殖酸去除率分別為62.3%,74.3%,84.6%,89.1%。宋萌[29]在使用交流變頻電源供電的氣室式DBD反應器處理50 mg/L甲基橙溶液的研究中，控制電源頻率250 Hz、初始pH值6.33，改變放電壓分別為15,17,19,21 kV時考察甲基橙降解率的變化，放電處理10 min時，15 kV電壓對應降解率為41.5%，21 kV電壓對應降解率為93.0%，結果表明電壓越高降解速率越快。但是，電壓過高會加速電極的腐蝕甚至擊穿介質，且過高的電壓并不能提高能量的利用率，會造成能量的浪費。

外加電壓決定了放電的程度，而電源頻率決定了每秒發(fā)生放電的次數(shù)。放電頻率越高，輸入系統(tǒng)的功率越大，產(chǎn)生等離子體就會更快，能夠提高降解效果。王兆均等[30]使用脈沖電源供電的氣室式DBD反應器處理羅丹明B的研究中，將脈沖電源頻率分別設置為50,100,150,200 Hz，結果見圖4(a)，羅丹明B在250 Hz下處理20 min的降解率接近在50 Hz下處理40 min的降解率，表明放電頻率的增加有效地提高了降解率，但當頻率超過100 Hz后，繼續(xù)增加頻率對降解率的提升效果減緩。在交流電源供電的系統(tǒng)中，當頻率超過一個極限值的時候，放電空間無法及時提供更多的電子與離子，放電達到飽和。此時，多余的能量不再用于放電，而是轉化為熱能或動能，容易造成產(chǎn)熱過高、溶液振蕩劇烈等現(xiàn)象。由Arrhenius方程可知，溫度升高會抑制溶液中化學降解過程的正向進行，并且使O3分解加快，活性自由基減少，不利于有機物的降解。孫廣垠等[16]使用17 kV交流供電DBD處理50 mg/L甲基橙溶液，在放電頻率分別為100,225,250,275,300,350 Hz時監(jiān)測降解率，結果見圖4(b)，表明275 Hz是最佳頻率，頻率為100 Hz時放電處理50 min降解率為90%，頻率為275 Hz時放電處理20 min降解率即達到90%，而頻率為350 Hz時放電處理20 min降解率僅有77%。這表明隨著電源頻率的上升，降解率呈現(xiàn)先增后降的趨勢。

圖4 放電頻率對污染物去除率的影響Fig.4 Effect of discharge frequency on pollutant removal rate(a)脈沖電源;(b)交流電源

3.2 溶液初始pH值

模擬廢水降解實驗中，通常選擇HCl、NaOH試劑調(diào)節(jié)溶液的初始pH。溶液初始pH值在DBD水處理過程中主要有三方面的影響：①影響有機物的存在狀態(tài)。與·OH反應時，不同的有機物狀態(tài)會對應不同的反應速率常數(shù)，因而會影響降解的時間和程度；②影響活性基團的氧化能力?！H由于自身化學性質，其氧化過程在酸性條件下更容易進行，因為在堿性條件下，·OH易捕獲電子而轉變?yōu)檠趸芰Ω醯腛-，不利于有機物的降解；③影響臭氧氧化反應的效率。一般來說，臭氧在堿性環(huán)境中易被分解，在酸性環(huán)境中氧化性更好，但酸性過強時反而不利于氧化反應。

Wang等[24]采用降膜DBD等離子體反應器降解甲基橙，調(diào)節(jié)溶液的初始pH值至3.02，6.28，10.75進行實驗，結果表明，甲基橙在酸性條件下的降解效果最好，當溶液的pH值為3.02時，降解率最高，高達99.1%。Zhang等[31]采用氣室式DBD等離子體協(xié)調(diào)光催化處理撲熱息痛，調(diào)節(jié)不同的溶液初始pH值進行實驗，結果表明堿性環(huán)境下?lián)錈嵯⑼吹娜コ矢哂谒嵝原h(huán)境，但均高于中性環(huán)境。Wang等[28]在使用氣室式DBD裝置降解腐殖酸的研究中得出，溶液初始pH值對腐殖酸的降解過程影響顯著，在酸性環(huán)境下腐殖酸難以被去除，而弱堿性環(huán)境下腐殖酸的降解率顯著提高。由于影響形式多樣且相關性較強，反應復雜，所以初始pH值對降解有機物的影響在不同的實驗中不盡相同，最優(yōu)的溶液初始pH值也因有機物種類而異。

3.3 工作氣氛

氣體放電技術中在有氧氣的放電中，會產(chǎn)生更多的O3。更高濃度的O3激發(fā)更多的活性自由基，加快有機物的降解。而在有惰性氣體Ar的放電中，Ar原子與放電產(chǎn)生的亞穩(wěn)態(tài)離子能夠生成更多的羥基自由基，同樣能加快有機物的降解。Wang等[32]在使用DBD等離子體去除三氯卡班的研究中，通入空氣、O2、N2、Ar對三氯卡班處理30 min后的對應降解率分別為75%，89%，41%，20%，氧氣氣氛下的降解率最高。Lu等[33]使用脈沖放電氣室式DBD裝置研究不同氧化物種對染料廢水脫色的影響，分別在O2和Ar氣氛下處理酸性橙II。結果表明，O2氣氛下酸性橙Ⅱ的脫色率達到97%，較Ar氣氛下的脫色率高51%。在Ar氛圍下去除率較低的可能原因是放電未達到使Ar發(fā)生反應的強度。Shirafuji等[34]在利用DBD等離子體降解亞甲基藍的研究中發(fā)現(xiàn)，空氣氛圍下的脫色率較Ar氛圍更低，這是由于空氣氛圍下體系中會出現(xiàn)硝酸和亞硝酸的積累，抑制降解過程。

另外，在液電放電的反應器中，曝氣的速度與流量同樣對放電發(fā)生與否以及放電的劇烈程度起決定性的影響作用[20,35]。

4 低溫等離子體復合技術降解有機廢水

除了對降解裝置的優(yōu)化設計以及對電化學參數(shù)的選擇外，近年來，國內(nèi)外研究者不斷拓展低溫等離子體復合法降解有機廢水的新領域，發(fā)展了將其他高級氧化技術與低溫等離子體技術結合起來，以提高有機廢水降解的效率，并使降解更加徹底。目前研究較多的協(xié)同技術主要有低溫等離子體協(xié)同光催化法、低溫等離子協(xié)同物理吸附法以及低溫等離子體協(xié)同F(xiàn)enton氧化法。

4.1 低溫等離子體協(xié)同光催化法

Manoj等[38]單獨用DBD等離子體處理殺蟲劑硫丹時投加1 g/L的CeO2處理60 min，降解率由80%提升至95%。Mok等[39]在降解酸性紅27的研究中在氣室式DBD反應器基礎上增加了TiO2涂層鋁網(wǎng)，并通過實驗對該反應器系統(tǒng)的性能進行評價，結果表明在典型的實驗條件下，該系統(tǒng)能在20 min內(nèi)完全降解有機污染物。Bobkova等[40]使用液膜式同軸DBD裝置處理苯酚和磺酰時，向反應體系投加Ag2O、TiO2、NiO，實驗中Ag2O催化效果最佳。Bubnov等[41]采用DBD聯(lián)合光催化法處理苯酚及其衍生物，分別向體系中投加TiO2和NiO，結果表明NiO催化效果顯著，有效提高苯酚的降解率，TiO2投加使反應體系中CO2生成量加大。這是由于NiO加速了苯酚轉化為羧酸，而TiO2加速了羧酸向CO2轉化。

4.2 低溫等離子協(xié)同活性炭吸附法

吸附劑法是利用物理吸附或物理-化學吸附將污染物由液相轉移到吸附劑表面的固相，從而實現(xiàn)物質分離，其被用于廢水處理已有幾十年的歷史[42]。在處理高濃度難降解有機廢水時，使用低溫等離子體協(xié)同吸附劑法的降解效率相較于單獨使用低溫等離子體法有著明顯的提高。

王正芳等[43]采用氣室式DBD水處理裝置與活性炭纖維(ACF)相聯(lián)合的方法去除水中3,4-二氯苯胺，實驗結果表明，在DBD非平衡等離子體與ACF聯(lián)合處理有機污染物3,4-二氯苯胺的過程中表現(xiàn)出了較好的協(xié)同效應，不僅對3,4-二氯苯胺具有高達92.37%的去除率，還可同時實現(xiàn)ACF的原位再生。唐首鋒等[44]建立了DBD協(xié)同負載型活性炭催化處理廢水體系，研究發(fā)現(xiàn)，相對于單獨DBD臭氧處理，加入負載型活性炭后甲基橙降解效率顯著提高18%，對化學需氧量(COD)和總有機碳(TOC)的去除率分別達到43%和23%，表明DBD可與負載型活性炭產(chǎn)生協(xié)同催化效應，有效降解甲基橙染料廢水，并提升廢水中臭氧的利用效率。那陽[45]采用氣室式DBD水處理裝置聯(lián)合活性炭吸附法降解直接桃紅12 B，溶液體積800 mL，初始濃度100 mg/L，外加電壓5 kV，曝氣速率為0.4 m3/h時，分別投加活性炭4,6,8 g進行降解實驗。相對無活性炭條件，投加4 g活性炭降解率提高6.70%，投加8 g活性炭降解率降低4.10%。結果表明，低含量活性炭對有機物降解有促進作用，而過多的活性炭對活性物質的吸附作用超過了自身催化作用，反而抑制降解過程。

4.3 低溫等離子體協(xié)同F(xiàn)enton氧化法

Fenton試劑是由Fe2+與H2O2組成的具有極強氧化性的體系，F(xiàn)e2+主要作為同質催化劑，F(xiàn)enton試劑反應見式(1)、(2)。

(1)

(2)

由于H2O2價格高，單獨使用Fenton氧化法成本較高，但在水處理時將其作為深度處理與DBD等離子體技術聯(lián)用則解決了H2O2的來源問題。此外，反應產(chǎn)物中的Fe3+在受到DBD所產(chǎn)生的紫外線照射時，還可與H2O2發(fā)生還原反應，得到Fe2+和·OH，實現(xiàn)Fe2+與Fe3+的循環(huán)再生。

因此，F(xiàn)enton氧化與DBD等離子體技術成為天然的優(yōu)組合。Rong等[46]采用液膜式DBD反應器處理三烯丙基異氰脲酸酯，將Fe2+和自由基清除劑的混合添加劑引入反應體系中，反應速率常數(shù)和能量效率分別提高了309.2%,387.8%，證實Fe2+和自由基清除劑能有效增強H2O2的氧化過程，顯著提高有機污染物去除率。Manoj等[38]使用液電式同軸DBD水處理裝置降解亞甲基藍溶液時，向廢水體系中投加60 mg/L的FeCl2，經(jīng)放電處理20 min后，降解率從90%提升至95%。然而，當投加的Fe2+濃度過高時，反而不利于有機物降解。見式(3)，過量的Fe2+會與·OH反應，消耗體系中·OH的量。

(3)

李善評等[47]在使用輻流式DBD水處理裝置降解烯啶蟲胺溶液實驗中投加Fe2SO3，在放電功率為200 W時，分別控制Fe2+的濃度為20,40,80 mg/L降解180 min，結果表明，當Fe2+濃度為20 mg/L時，對有機物的降解有一定的促進作用，而當投加的Fe2+濃度大于40 mg/L時，烯啶蟲胺的降解過程被抑制，降解率降低。

5 結語

同軸式DBD低溫等離子體水處理裝置反應器因其處理量大、結構簡單、便于操作而成為工業(yè)實際中的優(yōu)選，并逐步朝著實用化方向發(fā)展。然而，實際廢水成分、應用情況更復雜，各種工藝參數(shù)更不好把控，因此真正的工業(yè)化、規(guī)?；瘧眠€比較缺乏。針對該技術的不足，未來還應著重以下幾方面的研究：

(1)電源與同軸反應器系統(tǒng)的優(yōu)化。首先要解決電源和同軸式反應器的匹配問題，目前對實現(xiàn)反應器電源匹配的原理方面的研究還未得到足夠重視。在針對尤其是脈沖電源的研究中，如何把握脈沖的形成與傳輸、優(yōu)化脈沖放電特性、提高電源效率及電源連續(xù)工作時限還需更進一步的研究。

(2)同軸式DBD降解有機物的機理。目前尚未形成一套較為完整的降解機理理論體系，針對同軸式反應器的研究中，電極設計、反應器半徑、絕緣介質等的影響規(guī)律還未理清。此外，各項工藝參數(shù)對降解效果的影響還主要處于通過實驗尋找最優(yōu)值的階段。

(3)能量效率的評價方法。在實際應用中，如何消耗更少的能量和成本得到更高的降解率向來都是值得關注的，而合理的能量效率評價方法將是評價反應器或反應體系優(yōu)劣并進一步做能耗分析的前提。

未來發(fā)展方向應更加系統(tǒng)地研究降解機理，進一步把握各項工藝參數(shù)對降解率的影響，獲得更優(yōu)的組合工藝條件；進一步優(yōu)化電源和同軸反應器系統(tǒng)，研發(fā)更高效的電源設備并實現(xiàn)與反應器的匹配，開發(fā)處理量更大、傳質效率更高、適用性更廣的同軸反應器；進一步開拓和研究DBD低溫等離子體復合技術，做到復合方法與同軸式反應器相配合，尋求更高效的復合技術，實現(xiàn)同軸式DBD水處理技術的規(guī)?；I(yè)應用。