脈沖電暈放電等離子體去除污染土壤熱脫附尾氣中的DDTs

王奕文, 張 倩, 伍 斌, 馬福俊, 李發生, 谷慶寶

中國環境科學研究院土壤污染與控制研究室, 北京 100012

脈沖電暈放電等離子體去除污染土壤熱脫附尾氣中的DDTs

王奕文, 張 倩, 伍 斌, 馬福俊*, 李發生, 谷慶寶

中國環境科學研究院土壤污染與控制研究室, 北京 100012

為探索新型產業化應用熱脫附尾氣處理技術，采用脈沖電暈放電等離子體技術對含DDTs的熱脫附尾氣進行處理，考察了工藝參數如脈沖電壓、脈沖頻率、ρ(DDTs)和停留時間對DDTs處理效果的影響，分析了DDTs經低溫等離子體處理后的分解產物. 結果表明，DDTs的去除率隨脈沖電壓的升高、脈沖頻率的增大和停留時間的延長而增加，隨進氣中ρ(DDTs)的升高而降低，但去除量隨進氣中ρ(DDTs)的升高而增大. 進氣中的ρ(DDTs)為30.0 mgm3，停留時間為10 s，脈沖電壓為30.0 kV，脈沖頻率為50 Hz時，DDTs的去除率為82.5%. 低溫等離子體處理后，尾氣中的ρ(p,p′-DDT)、ρ(o,p′-DDT)和ρ(p,p′-DDD)降低，ρ(p,p′-DDE)反而升高，另有微量的二苯甲烷、二苯甲醇、4,4′-二氯二苯甲烷、2,4′-二氯苯甲酮和1,1-雙(對氯苯)-2-氯乙烯等分解產物被檢出. 研究顯示，脈沖放電等離子體技術具有去除效率高等特點，可有效去除含DDTs的熱脫附尾氣.

熱脫附尾氣; DDTs; 分解產物; 脈沖電暈放電; 低溫等離子體

DDTs(滴滴涕)是一種廉價而廣譜的有機氯農藥，在我國已有50多年的生產歷史，累計產量超過43×104t[1-2]. 雖然DDTs已在我國被禁用多年，但DDTs在生產、儲存過程中造成了嚴重的場地污染，是我國POPs污染場地的主要污染物之一[3-4]. 熱脫附是一種快速高效的修復揮發、半揮發性有機污染土壤的技術，在污染場地修復中已有廣泛應用[5-8]. 根據美國超級基金修復報告第14期對超級基金污染場地的修復統計，1982—2011年超級基金污染場地中有103個采用了熱脫附技術進行修復[9]. 熱脫附技術是物理分離技術，實際上是將污染物從土壤轉移到尾氣的過程. 目前熱脫附尾氣工程化應用的技術主要是燃燒法和吸附法[10]. 燃燒法去除率高但需要消耗大量燃料，且含氯有機物(如DDTs)燃燒處理后在冷卻排放過程中易產生二英[11]. 吸附法能耗低，但吸附容量有限、設備體積龐大且需對吸附劑定期更換或再生，成本較高. 因此，有必要開發經濟、高效的尾氣處理技術以降低污染場地熱脫附修復的成本.

低溫等離子體可在常溫常壓下運行，具有去除率高、適用范圍廣且幾乎不產生廢水、廢渣等優點，是目前污染物控制技術中頗具競爭力的一種工藝[12-14]. 低溫等離子體處理有機污染物的基本原理是：一方面通過放電產生大量的高能電子或粒子與污染物直接作用使污染物化學鍵斷裂；另一方面高能電子或粒子與載氣產生活性O·、·OH自由基將污染物氧化[15-16]. 常用的低溫等離子體發生方式包括電暈放電、介質阻擋放電和滑動弧放電等. 相較于其他放電形式而言，電暈放電較易產生，并且有較大的等離子體空間，應用廣泛[17]. 電暈放電根據電源類型不同可分為直流電暈和脈沖電暈，相較于直流電暈而言，脈沖電暈可在高峰值脈沖電暈電壓下工作，因而活性粒子濃度遠高于直流電暈；另外，當采用納秒脈沖高壓電源供能時，可避免直流電暈由于加速離子而帶來的能量損耗[18].

低溫等離子體技術在處理揮發性有機物(如苯系物[19-21]、三氯乙烯[22]等)方面已開展了廣泛研究，研究結果表明低溫等離子體對揮發性有機物具有較好的處理效果. 針對半揮發性有機污染物的處理，YAN等[23-24]利用交流滑動弧等離子體處理模擬煙氣和飛灰中的二英，表明30%～70%當量濃度的二英被去除；WANG等[25-26]采用脈沖電暈放電等離子體處理含五氯酚的污染土壤，當脈沖電壓為14 kV、處理時間為45 min時，五氯酚在載氣為氧氣和空氣的條件下，去除率分別可達92%和77%. DDTs、二英和五氯酚均為含氯半揮發性有機物，理論上講，采用低溫等離子體處理DDTs也能有較高的去除率. 然而截至目前，鮮見采用低溫等離子體處理熱脫附尾氣中DDTs的報道.

鑒于此，該研究評估了脈沖電暈放電等離子體去除熱脫附尾氣中DDTs的可行性. 考察脈沖電壓、脈沖頻率、ρ(DDTs)、停留時間對DDTs處理效果的影響，分析了DDTs經低溫等離子體處理后的分解產物，以期為低溫等離子體處理含DDTs的熱脫附尾氣的工程化應用提供科學依據.

1 材料與方法

1.1 試驗藥品

用于熱脫附尾氣發生裝置的DDTs為DDTs工業品. 檢測所用標樣p,p′-DDE、p,p′-DDD、o,p′-DDT、p,p′-DDT、DDMU〔1,1-雙(對氯苯)-2-氯乙烯〕、DDNU〔1,1-雙(4-氯苯)-乙烯〕、DDOH〔2,2-雙(對氯苯)乙醇〕、DBH(4,4′-二氯二苯甲醇)、DBP(2,4′-二氯苯甲酮)、DPM(1,1′-二氯二苯甲烷)、DM(二苯甲烷)、DDM(4,4′-二氯二苯甲烷)、BP(苯甲酮)及BH(二苯甲醇)均購自美國Sigma公司；丙酮為色譜純，購自美國J.T Baker公司.

1.2 低溫等離子體降解熱脫附尾氣中的DDTs

試驗所用脈沖電暈放電等離子體裝置由高壓脈沖電源和等離子體反應器組成. 高壓脈沖電源的電壓調節范圍為0～32 kV，脈沖頻率調節范圍為0～100 Hz. 反應器為線筒式電極結構，放電區域高73 cm，內徑35 mm，外徑40 mm. 試驗系統由配氣單元、等離子體反應單元、保溫單元和尾氣吸收單元組成. 試驗工藝流程如圖1所示. 配氣系統由兩路氣流組成：一路氣流由空氣鋼瓶連接裝有DDTs固體的吹脫瓶，由于DDTs在高溫下呈液態，載氣通過鼓泡的方式將DDTs帶入緩沖瓶，另一路載氣用來調節載氣中的ρ(DDTs)，該路載氣直接通入緩沖瓶，兩路氣流混合均勻后通入等離子體反應器中. 通過質量流量計控制DDTs的質量濃度和停留時間；通過調節脈沖電源的電壓和頻率大小，改變氣體污染物的反應條件.

注：1—鋼瓶；2—質量流量計；3—裝有DDTs固體的玻璃瓶；4—緩沖瓶；5—低溫等離子體反應器；6—高壓脈沖電源；7—吸收瓶；8—鼓風干燥箱.圖1 脈沖放電低溫等離子體降解DDTs工藝流程Fig.1 Schematic diagram of DDTs degradation by pulsed corona

參考熱脫附尾氣的工藝參數，設置干燥箱的溫度為150 ℃，設置進氣中的ρ(DDTs)分別為25.0、30.0和45.0 mgm3，停留時間分別為5、10和15 s，脈沖電壓分別為27.0、28.5和30.0 kV，脈沖頻率分別為30、50和70 Hz. 采用丙酮吸收尾氣中殘留的DDTs及分解產物. 反應結束后采用丙酮潤洗吸收瓶管道吸附的污染物，潤洗液與吸收液合并，旋轉蒸發濃縮后分析其中污染物的質量濃度.

1.3 污染物分析

14種DDTs及分解產物的分析采用7890A-5975C氣相色譜質譜聯用儀(Agilent，美國)，氣相色譜柱為DB-5(30 m×0.25 mm×0.25 μm). 色譜條件：載氣為氦氣(99.99%)，前進樣口和后檢測器溫度分別為280和300 ℃；升溫程序：初始溫度為100 ℃，保持1 min，以1 ℃min的速度升溫至170 ℃并保持3 min，然后以5 ℃min的速度升至210 ℃，最后以10 ℃min的速度升至280 ℃，總運行時間為28.9 min，進樣體積為1 μL，采用選擇離子模式測定污染物的質量濃度. 將樣品的特征碎片和保留時間與標準樣品比對進行定性，將樣品的峰面積與標準樣品的峰面積比對確定污染物的濃度.

2 結果與討論

2.1 脈沖電壓對DDTs去除的影響

設置進氣中的ρ(DDTs)為30.0 mgm3，氣體在反應器中的停留時間為10 s，脈沖頻率為50 Hz，考察脈沖電壓分別為27.0、28.5和30.0 kV時DDTs的去除效果. 如圖2所示，當脈沖電壓為27.0 kV時，DDTs的去除率為66.1%；脈沖電壓為28.5 kV時，DDTs的去除率為79.7%；脈沖電壓為30.0 kV時，DDTs的去除率為82.5%. DDTs的去除率隨脈沖電壓的增大而增加. 低溫等離子體技術用于污染物的降解主要通過兩種方式：一方面低溫等離子體產生的大量高能電子，當高能電子的能量大于污染物分子內的鍵能時，將破壞污染物分子的化學鍵從而破壞污染物的分子結構；另一方面高能電子與氣體分子或原子發生非彈性碰撞生成活性粒子如·OH、·O、·O2、·HO2、H2O2和O3，其強氧化性可將有機污染物降解[27]. 隨著脈沖電壓的增大，反應器內產生更多的高能電子和活性粒子，高能電子和活性粒子與DDTs分子反應的幾率增加，從而使DDTs的去除率增加. 姜理英等[28]采用介質阻擋放電等離子體去除氯苯，氯苯的去除率同樣隨著脈沖電壓的升高而增大，與該研究結果相似.

圖2 脈沖電壓對DDTs去除率及各組分濃度影響Fig.2 Effects of pulse voltage on DDTs removal rate and concentration of components

進氣中的ρ(p,p′-DDT)、ρ(o,p′-DDT)、ρ(p,p′-DDD)和ρ(p,p′-DDE)分別為20.7、8.9、0.5和0.2 mgm3，當脈沖電壓為27.0 kV時，處理后尾氣中ρ(p,p′-DDT)、ρ(o,p′-DDT)、ρ(p,p′-DDD)和ρ(p,p′-DDE)分別為7.4、4.0、0.1、0.6 mgm3，尾氣中ρ(p,p′-DDT)、ρ(o,p′-DDT)和ρ(p,p′-DDD)降低，ρ(p,p′-DDE)反而升高了0.4 mgm3；當脈沖電壓分別為28.5和30.0 kV時，處理后尾氣中DDTs各組分也具有類似的規律. 這可能是由于p,p′-DDT在降解過程中會脫氯生成p,p′-DDE，從而造成尾氣中p,p′-DDE含量的增加.

2.2 脈沖頻率對DDTs去除的影響

設置脈沖電壓為28.5 kV，進氣中的ρ(DDTs)為30.0 mgm3，氣體在反應器中的停留時間為10 s，考察脈沖頻率分別為30、50和70 Hz時對DDTs去除效果的影響. 如圖3所示，脈沖頻率為30、50和70 Hz時，DDTs去除率分別為67.1%、79.7%和80.5%，DDTs的去除率隨脈沖頻率的升高而增大. 這是由于脈沖頻率增加，單位時間內放電次數增多，放電產生的高能電子、離子、自由基等活性粒子隨之增多，更有利于與污染物分子產生非彈性碰撞，破壞其化學鍵使污染物得到去除[29]. 由圖3可見，經脈沖放電等離子體作用后，ρ(p,p′-DDT)、ρ(o,p′-DDT)和ρ(p,p′-DDD)降低，ρ(p,p′-DDE)升高，該結果與圖2中脈沖電壓對DDTs降解效果一致。其原因是，調節脈沖頻率與脈沖電壓，可以改變脈沖輸入能量，促使污染物降解，p,p′-DDT在降解過程中由于脫氯作用生成p,p′-DDE.

圖3 脈沖頻率對DDTs去除率及各組分質量濃度的影響Fig.3 Effects of pulse frequency on DDTs removal rate and concentration of components

2.3 進氣中ρ(DDTs )對DDTs 去除的影響

圖4 進氣中的ρ(DDTs)對DDTs去除的影響Fig.4 Effects of initial contents on the removal of DDTs

設置脈沖電壓為28.5 kV，脈沖頻率為50 Hz，氣體在反應器中的停留時間為10 s，調節進氣中的ρ(DDTs)分別為25.0、30.0和45.0 mgm3，考察不同ρ(DDTs)對DDTs去除效果的影響. 如圖4所示，當進氣中的ρ(DDTs)為25.0 mgm3時，DDTs的去除率為82.3%，去除量為20.6 mgm3；當進氣中的ρ(DDTs)增至45 mgm3時，DDTs去除率為69.6%，去除量為31.3 mgm3，隨著ρ(DDTs)初始值的增加，DDTs的去除率逐漸降低而去除量逐漸升高. 進氣中ρ(DDTs)增加，低溫等離子體中與每個DDTs分子反應的高能電子和活性粒子變少，從而使降解率下降. 然而脈沖電暈放電等離子體是一種能量輸入較高的等離子體，進氣中的ρ(DDTs)升高時，由于單位體積內污染物分子量增多，活性粒子與之發生碰撞的幾率增大，化學鍵破壞的幾率相應增加，從而使去除量增加. YU等[30]研究表明，當進氣中的ρ(萘)從0.75 mgL增至4.75 mgL時，萘的降解率下降了35%，但總降解量增加近2倍. 李戰國等[31]采用脈沖電暈放電等離子體降解氯膦酸二乙酯(DECP)，結果表明，當脈沖電壓為36 kV、脈沖頻率為120 Hz時，進氣中的ρ(DECP)為30.7 mgm3時，DECP的降解率為97.8%；進氣中的ρ(DECP)為70 mgm3時，DECP的去除率為96.4%，與該研究結果基本一致.

2.4 停留時間對DDTs去除的影響

設置進氣中的ρ(DDTs)為30.0 mgm3，脈沖電壓為28.5 kV，脈沖頻率為50 Hz，考察熱脫附尾氣在脈沖電暈放電等離子體中的停留時間分別為5、10和15 s時對DDTs去除的影響. 如圖5所示，當停留時間為5、10和15 s時，DDTs的去除率分別為66.1%、77.4%、82.3%，DDTs的去除率隨著停留時間的增加而增加. 隨著停留時間的增加，低溫等離子體產生的高能電子及活性粒子與污染物分子接觸時間更長，反應更充分. Allah等[32]研究表明，延長停留時間將提高二氯甲烷的降解率，與該研究結果一致.

圖5 停留時間對DDTs 去除率的影響Fig.5 Effects of residence time on the removal of DDTs

2.5 分解產物分析

研究[33-34]表明，DDTs的分解產物有DDMU、DDNU、DDOH、BH、BP、DPM、DBH、DBP等十余種. 該研究在脈沖電壓為28.5 kV、脈沖頻率為50 Hz、進氣中的ρ(DDTs)為30.0 mgm3、停留時間為10 s時，對低溫等離子體處理后DDTs的分解產物進行檢測，有DM、BH、DDM、DBP和DDMU檢出，ρ(DM)、ρ(BH)、ρ(DDM)、ρ(DBP)和ρ(DDMU)的最大值分別為132.7、221.3、18.9、326.0和6.3 μgm3，遠低于進氣中的ρ(DDTs)，表明低溫等離子體處理后，大部分的DDTs得到完全降解. DDTs分解產物總離子流圖如圖6所示.

圖6 DDTs分解產物的總離子流圖Fig.6 Total ion GC-MS chromatography of DDTs degradation products

3 低溫等離子體處理熱脫附尾氣應用前景分析

通過以上分析表明，DDTs的去除率最高可以達到82.5%，且有分解產物DM、BH、DDM、DBP和DDMU產生. 為了提高DDTs的去除率、減少分解產物的生成、提高礦化率，可考慮采用低溫等離子體與催化劑耦合、低溫等離子體與活性炭吸附組合或多級低溫等離子體串聯等技術. 如Vandenbroucke等[35]用電暈放電等離子體和PdLaMnO3催化劑協同降解三氯乙烯，結果表明,與單獨電暈放電相比，三氯乙烯去除率增加、分解產物氯乙酰氯和光氣減少且礦化作用增加. 陳杰等[36]用活性炭與放電等離子體技術結合降解甲硫醚，結果表明，活性炭的加入有助于降低副產物的生成，且相同能量密度下，活性炭可促使甲硫醚去除率升高. 葉招蓮等[37]用外置聯合等離子體技術降解苯乙烯氣體，實驗結果表明，與單獨用介質阻擋放電等離子體相比，苯乙烯去除率提高20.6%，能率提高了5.7 g(kW·h).

4 結論

a) 熱脫附尾氣中DDTs的去除率隨脈沖電壓的升高、脈沖頻率的增大和停留時間的延長而增加；隨進氣中ρ(DDTs)的升高而降低，但去除量隨進氣中ρ(DDTs)的升高而增大.

b) 低溫等離子體處理后，尾氣中的ρ(p,p′-DDT)、ρ(o,p′-DDT)、ρ(p,p′-DDD)降低，ρ(p,p′-DDE)反而升高，說明低溫等離子體處理時p,p′-DDT會發生脫氯反應生成p,p′-DDE.

c) 低溫等離子體處理后，DDTs的分解產物中有微量的DM、BH、DDM、DBP和DDMU被檢出.

[1] 李揚,王瑛,黃啟飛,等.滴滴涕農藥高溫熱殘留特性[J].環境科學研究,2011,24(7):781- 787. LI Yang,WANG Ying,HUANG Qifei,etal.Thermal treatment residue characteristics of DDT pesticide[J].Research of Environmental Sciences,2011,24(7):781- 787.

[2] 羅飛,宋靜,潘云雨,等.典型滴滴涕廢棄生產場地污染土壤的人體健康風險評估研究[J].土壤學報,2012,49(1):26- 35. LUO Fei,SONG Jing,PAN Yunyu,etal.Human health risk assessment of contaminated soil:a case study of a former DDT manufacturing site[J].Acta Pedologica Sinica,2012,49(1):26- 35.

[3] SONG Qinqin,CHEN Hao,LI Yuhu,etal.Toxicological effects of benzo(a)pyrene,DDT and their mixture on the green musselPernaviridisrevealed by proteomic and metabolomic approaches[J].Chemosphere,2016,144:214- 224.

[4] SUN Yuxin,HAO Qing,ZENG Xiaobo,etal.PCBs and DDTs in light-vented bulbuls from Guangdong Province,South China:levels,geographical pattern and risk assessment[J].Science of the Total Environment,2014,490:815- 821.

[5] United States Navy.Overview of thermal desorption technology[R].California:Naval Facilities Engineering Services Center,1998.

[6] PERCIN P R D.Application of thermal desorption technologies to hazardous waste sites[J].Journal of Hazardous Materials,1995,40(2):203- 209.

[7] ARESTA M,DIBENEDETTO A,FRAGALE C,etal.Thermal desorption of polychlorobiphenyls from contaminated soils and their hydrodechlorination using Pd-and Rh-supported catalysts[J].Chemosphere,2008,70(6):1052- 1058.

[8] GAO Yanfei,YANG Hong,ZHAN Xinhua,etal.Scavenging of BHCs and DDTs from soil by thermal desorption and solvent washing[J].Environmental Science and Pollution Research,2013,20(3):1482- 1492.

[9] US Environmental Protection Agency.Superfund remedy report 14thEdition[R].Washington DC:Office of Solid Waste and Emergency Response,2013.

[10] US Environmental Protection Agency.Reference guide to non-combustion technologies for remediation of persistent organic pollutants in soil,2ndEdition[R].Washington DC:Office of Solid Waste and Emergency Response,2010:18- 42.

[11] ADDINK R,BAKKER W C M,OLIE K.Influence of HCl and Cl2on the formation of polychlorinated dibenzo-p-dioxinsdibenzofurans in a carbonfly ash mixture[J].Environmental Science & Technology,1995,29(8):2055- 2058.

[12] HIROTA K,SAKAI H,WASAKAZU W,etal.Application of electron beams for the treatment of VOC streams[J].Industrial & Engineering Chemistry Research,2004,43(5):1185- 1191.

[13] CHANG J S.Physics and chemistry of plasma pollution control technology[J].Plasma Sources Science and Technology,2008,17(4):969- 977.

[14] VANDENBROUCKE A M,MORENT R,DE GEYTER N,etal.Non-thermal plasmas for non-catalytic and catalytic VOC abatement[J].Journal of Hazardous Materials,2011,195:30- 54.

[15] CHANG J S,CHAKRABARTI A,MYINT T A,etal.The effect of corona wire geometries on the destruction of volatile organic compounds in air by a pulsed corona discharge plasma reactor-adsorbent hybrid system[J].Journal of Advanced Oxidation Technologies,1999,4(3):297- 304.

[16] TETSUJI O,TADASHI T,KEI Y.Nonthermal plasma processing for dilute VOCs decomposition[J].IEEE Transactions on Industry Applications,2002,38(3):873- 878.

[17] 聶勇.脈沖放電等離子體治理有機廢氣放大試驗研究[D].杭州:浙江大學,2004:9- 12.

[18] CHANG J,LAWLESS P A,YAMAMOTO T.Corona discharge processes[J].IEEE Transactions on Plasma Science,1991,19(6):1152- 1166.

[19] DURME J V,DEWULF J,SYSMANS W,etal.Abatement and degradation pathways of toluene in indoor air by positive corona discharge[J].Chemosphere,2007,68(10):1821- 1829.

[20] 趙雷,周中平.低溫等離子體技術凈化空氣中的甲苯[J].環境科學研究,2006,19(4):70- 73. ZHAO Lei,ZHOU Zhong ping.Purification of toluene in the air by nonthermal plasma technique[J].Research of Environmental Sciences,2006,19(4):70- 73.

[21] 葉招蓮,宋瀟瀟,何錦叢,等.介質阻擋放電脫除模擬工業苯系物的可行性[J].環境科學學報,2008,28(12):2480- 2486. YE Zhaolian,SONG Xiaoxiao,HE Jincong,etal.Feasibility of benzene series waste gas destruction with DBD technology[J].Acta Scientiae Circumstantiae,2008,28(12):2480- 2486.

[22] VANDENBROUCKE A M,MORENT R,GEYTER N D,etal.Non-thermal plasmas for non-catalytic and catalytic VOC abatement[J].Journal of Hazardous Materials,2011,195(1):30- 54.

[23] YAN Jianhua,PENG Zheng,LU Shengyong,etal.Destruction of PCDDFs by gliding arc discharges[J].Journal of Environmental Sciences,2007,19(11):1404- 1408.

[24] REN Yong,LI Xiaodong,YU Liang,etal.Degradation of PCDDFs in fly ash by vortex-shaped gliding arc plasma[J].Plasma Chemistry and Plasma Processing,2013,33(1):293- 305.

[25] WANG Tiecheng,LU Na,LI Jie,etal.Evaluation of the potential of pentachlorophenol degradation in soil by pulsed corona discharge plasma from soil characteristics[J].Environmental Science & Technology,2010,44(8):3105- 3110.

[26] WANG Tiecheng,LU Na,LI Jie,etal.Degradation of pentachlorophenol in soil by pulsed corona discharge plasma[J].Journal of Hazardous Materials,2010,180(123):436- 441.

[27] ZHANG Hao,MA Danyan,QIU Rongliang,etal.Non-thermal plasma technology for organic contaminated soil remediation:a review[J].Chemical Engineering Journal,2017,33:15.

[28] 姜理英,曹書嶺,朱潤曄,等.介質阻擋放電對氯苯的降解特性及其產物分析[J].環境科學,2015(3):831- 838. JIANG Liying,CAO Shuling,ZHU Runye,etal.Analysis of characteristics and products of chlorobenzene degradation with dielectric barrier discharge[J].Environmental Science,2015(3):831- 838.

[29] 曹靜,楊建濤,陳杰,等.介質阻擋放電低溫等離子體降解甲硫醚[J].高校化學工程學報,2007,21(6):1060- 1064. CAO Jing,YANG Jiantao,CHEN Jie,etal.Decomposition of dimethyl sulfide with non-thermal plasma induced by dielectric barrier discharge[J].Journal of Chemical Engineering of Chinese Universities,2007,21(6):1060- 1064.

[30] YU Liang,LI Xiaodong,TU Xin,etal.Decomposition of naphthalene by dc gliding arc gas discharge[J].Journal of Physical Chemistry A,2010,114(1):360- 368.

[31] 李戰國,曹鵬,趙紅杰.脈沖電暈等離子體降解有毒氣體[J].環境化學,2012,31(6):869- 873. LI Zhanguo,CAO Peng,ZHAO Hongjie.Decomposition of toxic gas by pulse corona plasma[J].Environmental Chemistry,2012,31(6):869- 873.

[32] ALLAH Z A,WHITEHEAD J C,MARTINP.Remediation of dichloromethane(CH2Cl2)using non-thermal,atmospheric pressure plasma generated in a packed-bed reactor[J].Environmental Science & Technology,2014,48(1):558- 565.

[33] LAL R,SAXENA D M.Accumulation,metabolism,and effects of organochlorine insecticides on microorganisms[J].Microbiological Reviews,1982,46(1):95- 127.

[34] US Environmental Protection Agency.Microbial decomposition of chlorinated aromatic compounds[R].Washington DC:Office of Research and Development,1986:138- 145.

[35] VANDENBROUCKE A M,DINH M T N,NUNS N,etal.Combination of non-thermal plasma and PdLaMnO3for dilute trichloroethylene abatement[J].Chemical Engineering Journal,2016,283(1):668- 675.

[36] 陳杰,翁揚,袁細寧,等.活性炭吸附協同介質阻擋放電降解甲硫醚[J].高校化學工程學報,2011,25(3):495- 500. CHEN Jie,WENG Yang,YUAN Sining,etal.Decomposition of dimethyl sulfide in dielectric barrier plasma discharge assisted by active carbon[J].Journal of Chemical Engineering of Chinese Universities,2011,25(3):495- 500.

[37] 葉招蓮,曹長青,張仁熙,等.外置式聯合等離子體光解技術去除苯乙烯氣體[J].環境科學研究,2009,22(9):1083- 1088. YE Zhaolian,CAO Changqing,ZHANG Renxi,etal.Decomposition of styrene gas with outer combined plasma photolysis(OCPP)technology[J].Research of Environmental Sciences,2009,22(9):1083- 1088.

Removal of DDTs in Thermal Desorption Off-Gas by Pulsed Corona Discharge Plasma

WANG Yiwen, ZHANG Qian, WU Bin, MA Fujun*, LI Fasheng, GU Qingbao

Department of Soil Pollution and Control, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China

In order to explore a new industrial application of thermal desorption off-gas treatment technique, pulsed corona discharge plasma was applied to remove DDTs in thermal desorption off-gas. The effects of pulse peak voltage, pulse frequency, inlet concentrations and residence time on DDTs removal rate were investigated. The degradation products of DDTs after the treatment were also analyzed. The DDTs removal rate increased with the increase of the pulse peak voltage, the pulse frequency and the gas residence time. The DDTs removal rate decreased with the increase ofρ(DDTs), but the removal quantities of DDTs increased with the increase ofρ(DDTs) in the feed gas. DDTs removal efficiency was 82.5% when 30.0 mg/m3ofρ(DDTs) in off-gas was treated for 10 s at pulse voltage of 30.0 kV and pulse frequency of 50 Hz. After treatment,ρ(p,p′-DDT),ρ(o,p′-DDT) andρ(p,p′-DDD) in off-gas decreased, butρ(p,p′-DDE) increased. In addition, DM, BH, DDM, DBP and DDMU with low contents were detected as the degradation products of DDTs. In conclusion, the pulsed discharge plasma is characterized as high removal efficiency, which can effectively remove thermal desorption off-gas containing DDTs.

thermal desorption off-gas; DDTs; degradation products; pulsed corona discharge; no-thermal plasma

2016-10-26

2017-02-14

中國環境科學研究院中央級公益性科研院所基本科研業務專項(2015-YSKY-01)

王奕文(1990-)，女，遼寧鞍山人，ywen_wang@126.com.

*責任作者，馬福俊(1985-)，男，山東嘉祥人，副研究員，博士，主要從事污染場地修復研究，mafj@craes.org.cn

X53

1001- 6929(2017)06- 0974- 07

A

10.13198/j.issn.1001- 6929.2017.02.16

王奕文,張倩,伍斌,等.脈沖電暈放電等離子體去除污染土壤熱脫附尾氣中的DDTs[J].環境科學研究,2017,30(6):974- 980.

WANG Yiwen,ZHANG Qian,WU Bin,etal.Removal of DDTs in thermal desorption off-gas by pulsed corona discharge plasma[J].Research of Environmental Sciences,2017,30(6):974- 980.