放电条件对液相等离子体修复水中多环芳烃污染的影响gydF4y2Ba

简介gydF4y2Ba

多环芳烃(PAHs)是由自然(如森林火灾、火山喷发和生物反应)和人为(交通、烹饪和工业活动)过程不完全燃烧产生的一大类有机化合物，具有两个或多个苯环。多环芳烃可导致多种有害影响，包括生物积累、致癌性、遗传毒性和内分泌紊乱。美国环境保护署(USEPA)将16种多环芳烃列为优先污染物，依据是它们对人类的潜在接触、毒性、在危险废物场址出现的频率以及信息的可用性。国际癌症研究机构(IARC)已将一些多环芳烃归类为致癌物并加以管理。gydF4y2Ba

在海洋环境领域，有关废气净化系统(EGCS或洗涤器)排出物中多环芳烃危害的研究最近有所增加(gydF4y2BaChen等，2022gydF4y2Ba；gydF4y2BaJi等，2022gydF4y2Ba；gydF4y2BaYtreberg等人，2022gydF4y2Ba)．由于国际海事组织(IMO)已收紧硫排放限制(gydF4y2Ba防污公约,2008gydF4y2Ba)，带有洗涤器的船只数量已由2011年的12艘大幅增加至2020年的4047艘(ICCT网站)。尽管洗涤水含有硫酸盐、硝酸盐、颗粒物、重金属、营养物质和多环芳烃等有害成分，但在没有额外法规的情况下，每年至少排放10亿吨洗涤水(gydF4y2BaOsipova等人，2021gydF4y2Ba)．gydF4y2Ba托尔等人(2021年)gydF4y2Ba0.04%和1%的总烃含量分别为2.8 μg/L和3.8 μg/L的洗涤废水中，远洋桡足类的死亡率和蜕皮率显著升高。此外,gydF4y2BaDu et al. (2022)gydF4y2Ba报告称，洗涤器排出物中多环芳烃的浓度可能被低估30倍，而由于多环芳烃衍生物的存在，对海洋环境的整体影响可能被进一步低估。因此，重点研究洗涤废水中多环芳烃的排放情况，开发一种有效的降解水中多环芳烃的方法是十分必要的。gydF4y2Ba

多环芳烃污染环境的常规修复方法一般分为物理处理、化学处理和生物处理。物理过程(如过滤、吸附和混凝)可以很容易地从水和土壤中去除多环芳烃;然而，为了降解多环芳烃，必须依次进行其他处理。虽然化学过程(如化学试剂的用量、臭氧氧化和直接光解)显示出较高的去除效率，但它们需要使用化学试剂、中和和能量利用。此外，生物过程(例如，植物修复、细菌和藻类)需要几天甚至几个月。芬顿反应、光催化等高级氧化工艺具有较好的修复性能，但降解有机污染物需要额外的化学试剂或处理。现有的等离子技术通常在土壤或空气条件下运行。gydF4y2Ba

近年来，液相等离子体(LPP)已被应用于水中有机污染物的分解(gydF4y2Ba巴罗克等人，2008年gydF4y2Ba)具有处理时间短、设置部件简单紧凑、无需任何化学试剂或额外处理、直接排放于水中等优点。LPP是在常温常压条件下进行的非热等离子体溶液。这种现象可以用泡沫理论来解释。原则上，等离子体在液相中几乎不会产生，因为电子容易碰撞，在加速前会损失电能。gydF4y2Ba斋藤等，2017gydF4y2Ba)．然而，当对电极施加双极脉冲电压时，由于焦耳加热和电解，电极之间会形成气泡(gydF4y2Ba斋藤等，2015gydF4y2Ba)．当电流通过电极的小表面积提供热能和电化学反应时，电极之间的液体被加热到沸点并产生气泡。这种相变为电子雪崩的发生提供了适宜的条件。由于等离子体的产生，各种活性物质(如H•，•OgydF4y2Ba_2gydF4y2Ba^-gydF4y2BaHgydF4y2Ba_2gydF4y2BaOgydF4y2Ba_2gydF4y2Ba•OH)、高能电子和紫外线(UV)辐射产生并与周围的分子反应。等离子体产生的详细阶段和LPP的电学性能显示在gydF4y2Ba图S1gydF4y2Ba．gydF4y2Ba

作为水修复领域的先驱，LPP创新地使用等离子产品来修复多环芳烃污染的水。萘(Nap)、苊(Ace)、芴(Flu)和菲(Phe)在实验中被使用，因为在以前的报道中它们在实际洗涤器排出物中含量很高，它们的比例显示在gydF4y2Ba图S2gydF4y2Ba．（gydF4y2Ba废气清洗系统协会(EGCSA)和Euroshore, 2018gydF4y2Ba；gydF4y2Ba马格努松等人，2018gydF4y2Ba；gydF4y2BaUshakov等人，2020年gydF4y2Ba；gydF4y2BaSchmolke等人，2020年gydF4y2Ba)．在不同的脉冲宽度和频率下评估了LPP的降解性能，因为等离子体的特性直接受到以往研究中放电条件的影响(gydF4y2BaTantiplapol等人，2015gydF4y2Ba)．为了理解等离子体场并推导出最佳放电条件，研究并建立了放电条件、等离子体物理条件和化学活性物质之间的关系。此外，还鉴定了多环芳烃的活性种类和官能团的变化。最后，在推导出的放电条件下，评价了LPP对实际洗涤器出水的处理性能。gydF4y2Ba

材料与方法gydF4y2Ba

试剂gydF4y2Ba

Nap, Ace, Flu和Phe(≥98%)购自Sigma-Aldrich (St. Louis, MO, USA)，其物理化学性质列于gydF4y2Ba表1gydF4y2Ba．去离子水是在实验室中使用超纯水机器(New Pure Power, Human Corporation, Seoul, Korea)制备的。所有其他有机和无机试剂均为分析级试剂，并在未进一步纯化的情况下使用。gydF4y2Ba

实验装置gydF4y2Ba

图1gydF4y2Ba所示为LPP的装置、等离子体反应场和产物的示意图。实验装置主要由双极脉冲电源、电抗器、液体和电极组成。两个同轴钨棒电极使用氧化铝管绝缘，将能量集中在尖端，并使用硅插头放置在LPP反应器内。电极的直径、间隙和凸起均设置为1mm。对于合成多环芳烃溶液，将20 mg多环芳烃添加到40 mL甲醇中合成原液。如上所述，洗涤器排出物中多环芳烃的浓度可能远高于预期。尽管多环芳烃在水中的溶解度较低，但由于它们对特定物质的吸附作用，它们在水中的实际浓度高达8.31 mg/L (gydF4y2BaMojiri等人，2019年gydF4y2Ba)．此外，对多环芳烃的研究大多集中在多环芳烃上gydF4y2Ba_{EPA16gydF4y2Ba}．然而，已有660种多环芳烃结构被分类(gydF4y2Ba桑德和怀斯，1997年gydF4y2Ba)，而多环芳烃可与大气中的氧化剂发生反应，产生衍生物，从而增加多环芳烃的实际浓度(gydF4y2Ba杜兰特等人，1996年gydF4y2Ba)．因此，将1ml原液稀释为10mg /L的PAHs在50ml水溶液中。氯化钾(3毫米)添加到溶液的电导率产生等离子放电。频率和脉冲宽度分别在10-30 kHz和1-3 μs范围内变化。对于真实的洗涤器出水样品，实验在频率为30 kHz、脉宽为3 μs的条件下进行10 min，不进行任何附加处理。在实验过程中，使用磁力搅拌器(MS-300HS, Misung Scientific Co.， Ltd, Seoul, Korea)将溶液混合，以获得均匀的活性等离子体场。所有实验均在室温25°C和常压条件下进行，并进行了三次以确保重现性。gydF4y2Ba

真实洗涤器流出物取样gydF4y2Ba

从闭环洗涤器出口采集了真实洗涤器的出水样品。出水pH值为7.2，盐度为33.9 psu，加入少量氯化氢和硫代硫酸钠灭活生物活性和游离氯后pH值变为2.3。样品保存在琥珀色玻璃瓶中。在运送到实验室的过程中，这些瓶子储存在较冷的盒子中，然后储存在4°C的冰箱中。所有样品采集后分析时间不超过7 d。通过添加氢氧化钠，将溶液的pH值设置为7.0，使废水收集时的pH值保持一致。具有挑战性的采样条件将流出量限制在2 L;因此，测试只进行了一次。gydF4y2Ba

提取gydF4y2Ba

用于高效液相色谱(HPLC)和傅里叶变换红外光谱(FTIR)分析的样品制备如下:从LPP反应器中取50 mL处理过的溶液转移到带PTFE帽的分离漏斗中。用15毫升二氯甲烷冲洗反应器，冲洗后的溶剂转移到分离漏斗中。将分离漏斗密封并摇动1分钟，定期排气以释放多余压力。让混合物平衡10分钟。随后，分离5 mL二氯甲烷并在氮气下干燥。用于HPLC分析，提取液溶解在2 mL乙腈中，并在分析前通过PTFE过滤器过滤。所有样品均保存在棕色样品瓶中，置于4°C冰箱中，直至分析。对于FTIR分析，提取重复三次，然后组合。提取液用100 μL二氯甲烷溶解，溴化钾沉积制粒。gydF4y2Ba

分析gydF4y2Ba

采用便携式多重水质仪(mm-42dp, TOADKK, JAPAN)对收集的洗涤器出水进行pH值和盐度测定。使用示波器(MSO 3014, Tektronix, Beaverton, OR, USA)监测LPP的电气特性，并配备电压探头(P6015A, Tektronix)和电流探头(TCP0020, Tektronix)。采用高效液相色谱法(Waters e2695, Waters, Milford, MA, USA)测定合成多环芳烃溶液中的多环芳烃浓度，并用光电二极管阵列检测器(PDA) (2998 PDA, Waters)记录吸收光谱。采用Sunfire C18色谱柱(4.6 mm × 250 mm × 5 μm, Waters)进行分离。流动相为乙腈(组分A)，水(5%乙腈)为组分b，乙腈/水(4:6)(v/v)等容洗脱5min，然后线性梯度洗脱至100乙腈，流速为1ml min，洗脱25 min以上gydF4y2Ba^{－1gydF4y2Ba}．使用微型注射器将10微升样品注入HPLC系统，在220 nm处检测Nap和Ace，在254 nm处检测Flu和Phe。执行ISO 28540:2011测试方法测量多环芳烃浓度gydF4y2Ba_{EPA16gydF4y2Ba}在真正的洗涤器流出物，由韩国釜山的韩国测试与研究所。与此相关的报道是No。TAK-2022-083818使用TAK-2022-098074和GC-MS仪器(7010 B, Agilent, Santa Clara, CA, USA)。FTIR (iS50，赛默飞世尔科学公司，沃尔瑟姆，马萨诸塞州，美国)用于表征样品的化学键。采用透射模式，光谱范围为400 ~ 4000 cmgydF4y2Ba^{－1gydF4y2Ba}分辨率为1厘米gydF4y2Ba^{－1gydF4y2Ba}．使用光学发射光谱法(OES) (FLAME-T-XR1, Ocean Insight, Orlando, FL, USA)和电子顺磁共振光谱法(EPR)鉴定了活性物种。电子顺磁共振(EPR, EMX Plus, Bruker, Billerica, MA, USA)在微波频率为9.425 GHz下进行测量。在EPR分析中，加入5′，5-维基-1-吡咯啉n-氧化物(DMPO)和2,2,6,6-四甲基哌啶(TEMP)作为自旋捕获试剂。gydF4y2Ba

数据处理gydF4y2Ba

降解效率(η)和降解速率常数(gydF4y2BakgydF4y2Ba)用下列公式计算。gydF4y2Ba

在哪里gydF4y2BatgydF4y2Ba为LPP处理时间，gydF4y2BaCgydF4y2Ba_ogydF4y2Ba为多环芳烃在水溶液中的初始浓度，gydF4y2BaCgydF4y2Ba_tgydF4y2Ba用LPP处理的溶液中多环芳烃的浓度是多少gydF4y2BatgydF4y2Ba在,gydF4y2BakgydF4y2Ba速率常数是(mingydF4y2Ba^{－1gydF4y2Ba})．gydF4y2Ba

用下面的公式计算能量产率。gydF4y2Ba

式中，Y为产能量(g/kW•h)，gydF4y2BaCgydF4y2Ba_ogydF4y2Bas为PAHs的初始浓度(g/L)，gydF4y2BaVgydF4y2Ba为反应液体积，L，gydF4y2Baƞ我gydF4y2Bas对PAHs的去除效率(%);gydF4y2BaPgydF4y2Ba放电时消耗的功率(kW)，和gydF4y2BatgydF4y2Ba为反应时间(h)，单位换算为mg/kJ。gydF4y2Ba

电子温度可由激发氢的光谱线的相对强度来计算gydF4y2BaHgydF4y2Ba_βgydF4y2Ba来gydF4y2BaHgydF4y2Ba_αgydF4y2Ba假设LPP中存在准局部热力学平衡，使用以下方程(gydF4y2BaLochte-Holtgreven 1998gydF4y2Ba)：gydF4y2Ba

在哪里gydF4y2Ba我gydF4y2Ba，gydF4y2Ba一个gydF4y2Ba，gydF4y2BaggydF4y2Baλ,gydF4y2BaE、kgydF4y2Ba而且gydF4y2BaTgydF4y2Ba的发射强度gydF4y2BaHgydF4y2Ba转换概率或爱因斯坦系数(sgydF4y2Ba^{－1gydF4y2Ba})、统计权值、波长(m)、上层能量(J)、玻尔兹曼常数(1.38 × 0gydF4y2Ba^{-23年gydF4y2Ba}J/K)和电子温度(K)。gydF4y2Ba

结果与讨论gydF4y2Ba

液相等离子体对合成多环芳烃溶液的修复性能gydF4y2Ba

图2gydF4y2Ba为LPP处理10 min后在10 ~ 30 kHz、1 ~ 3 μs不同频率下的多环芳烃浓度。在频率为10 kHz、脉冲宽度为1 μs时，Nap、Ace、Flu和Phe的降解效率分别为53.2、45.9、35.7和34.3%。相反，在频率为30 kHz和脉冲宽度为3 μs时，Nap、Ace、Flu和Phe的降解效率分别为93.3、90.7、86.0和85.4%。每种多环芳烃的数值见gydF4y2Ba表S1gydF4y2Ba．这些数值表明，与以往的研究相比，LPP实现了水中多环芳烃的快速降解gydF4y2Ba表S2gydF4y2Ba．gydF4y2Ba

研究了最佳放电条件下的降解动力学和能量效率。如gydF4y2Ba图3一gydF4y2Ba，四条曲线与拟一阶反应方程拟合良好(r平方:0.990、0.994、0.934、0.937)。Nap降解速率常数最高(0.259 min)gydF4y2Ba^{－1gydF4y2Ba})，苯丙氨酸降解时间最短(0.173 min)gydF4y2Ba^{－1gydF4y2Ba})．多环芳烃降解速率常数随分子量的增加而降低。这些结果与先前的研究结果一致，即低分子量多环芳烃的降解效率高于高分子量多环芳烃(gydF4y2BaLei等，2007gydF4y2Ba；gydF4y2Ba李等，2014gydF4y2Ba)．众所周知，高分子量多环芳烃由于其较高的挥发性和溶解度而降解较差。此外，能量产率随分子量的增加而降低(gydF4y2Ba图3 bgydF4y2Ba)．Nap、Ace、Flu和Phe在处理2 min时获得的最高能量产量分别为0.0550、0.0455、0.0409和0.0372 mg/kJ。这些数值高于以往的研究(0.008 (gydF4y2Ba阿巴斯等人，2020AgydF4y2Ba)， 0.012 (gydF4y2Ba李等，2016gydF4y2Ba)和0.019 mg/kJ (gydF4y2BaAbbas等人，2020BgydF4y2Ba))。处理10分钟后，Nap、Ace、Flu和Phe的最低能量产量分别为0.0200、0.0195、0.0185和0.0183 mg/kJ。这些结果是由于多环芳烃浓度较低，多环芳烃与活性物种之间的反应减弱所致。中给出了Nap、Ace、Flu和Phe的降解效率和产能率gydF4y2Ba表S3gydF4y2Ba．gydF4y2Ba

液相等离子体中活性物质的作用gydF4y2Ba

利用OES进行光学诊断，以识别等离子体处理期间的活性物种。gydF4y2Ba图4gydF4y2Ba为LPP在200 ~ 1050 nm范围内的发射光谱。主要活性组分为氢原子(λ = 656 nm)、氧原子(3pgydF4y2Ba^5gydF4y2BaP→3sgydF4y2Ba^5gydF4y2Ba年代gydF4y2Ba^0gydF4y2Baλ = 777 nm)和羟基自由基(AgydF4y2Ba^2gydF4y2BaΣgydF4y2Ba^+gydF4y2Ba→XgydF4y2Ba^2gydF4y2BaΠ λ = 309 nm)。观察到的自由基是由电子与周围分子碰撞产生的，反应如下所示(gydF4y2BaChokradjaroen等人，2021年gydF4y2Ba)：gydF4y2Ba

此外，这些活性组分与活性组分、紫外线辐射或其它来自等离子体的物理化学产物发生反应，产生•OH, O•，OgydF4y2Ba_3.gydF4y2BaHgydF4y2Ba_2gydF4y2BaOgydF4y2Ba_2gydF4y2Ba，和OgydF4y2Ba_2gydF4y2BaH•和它们的氧化势为gydF4y2Ba表S4gydF4y2Ba．发光光谱对放电条件的依赖关系示于gydF4y2Ba图S3gydF4y2Ba．gydF4y2Ba

FTIR光谱通过评估分子偶极矩变化引起的比吸收，提供了关于多环芳烃官能团和化学键的定性和定量信息。因此，通过FTIR分析发现对多环芳烃降解有显著影响的活性物种。gydF4y2Ba图5gydF4y2Ba显示在频率为30 kHz、脉宽为3 μs的液相等离子体处理后，FTIR光谱发生了显著变化。范围600-900厘米gydF4y2Ba^{－1gydF4y2Ba}芳香族环上相邻氢原子数的特征是，在781、784、737和733厘米处有峰gydF4y2Ba^{－1gydF4y2Ba}在gydF4y2Ba图5gydF4y2Ba，分别对应Nap、Ace、Flu和Phe，在10分钟后下降或几乎消失，表明多环芳烃降解(gydF4y2Ba苏格拉底,2004gydF4y2Ba)．考虑到峰顶降低到781厘米gydF4y2Ba^{－1gydF4y2Ba}在gydF4y2Ba图5一个gydF4y2Ba784厘米gydF4y2Ba^{－1gydF4y2Ba}在gydF4y2Ba图5 bgydF4y2Ba比737cm大吗gydF4y2Ba^{－1gydF4y2Ba}在gydF4y2Ba图5 cgydF4y2Ba733厘米gydF4y2Ba^{－1gydF4y2Ba}在gydF4y2Ba图5 dgydF4y2Ba， FTIR结果与HPLC结果一致，表明多环芳烃的降解效率与分子量呈正相关。此外，芳香C-H的拉伸峰值在3054 cmgydF4y2Ba^{－1gydF4y2Ba}脂肪族C-H的拉伸在2853 cm处达到峰值gydF4y2Ba^{－1gydF4y2Ba}， 2925厘米gydF4y2Ba^{－1gydF4y2Ba}， 2957厘米gydF4y2Ba^{－1gydF4y2Ba}增加，表明多环芳烃环被打开(gydF4y2Ba斯库格等人，2017年gydF4y2Ba)．特别是，这条带子的中心在3440厘米gydF4y2Ba^{－1gydF4y2Ba}等离子体处理后，羟基的O-H拉伸振动增加，峰值在1260 ~ 1000 cmgydF4y2Ba^{－1gydF4y2Ba}与醇、醚、羧酸或酯类的C-O拉伸振动有关(gydF4y2BaMangun等人，2001年gydF4y2Ba)．gydF4y2Ba

LPP处理后羟基和氧官能团的形成以及OES分析中•OH和O自由基的观察表明•OH和O自由基参与了PAHs的氧化，并对PAHs的降解有显著影响。gydF4y2Ba通过gydF4y2Ba这与以往等离子体处理研究的观察结果相一致，这些研究表明，芳香环主要是由•OH呈现的副产物通过配备质量检测器的气相色谱(gydF4y2BaAbbas等人，2020BgydF4y2Ba)，并显示它们的氧化势，如gydF4y2Ba表S4gydF4y2Ba．此外，高级氧化工艺(AOPs) (gydF4y2Ba杨等，2018gydF4y2Ba)，例如光催化、Fenton反应(gydF4y2Ba柯等，2018gydF4y2Ba)，以及结合不同工序的混合技术(gydF4y2Ba吴等，2018gydF4y2Ba)，旨在通过与•OH反应分解有机污染物，已被应用于修复多环芳烃污染的土壤和水。gydF4y2Ba

在我们的研究中，增加频率和脉冲宽度可以提高降解效率。此外，通过OES和FTIR分析，证实了•OH和O自由基的生成及其对PAH氧化的参与。由于活性物质基本上是通过电子碰撞解离产生的(gydF4y2BaMai-Prochnow等人，2021gydF4y2Ba)，电子温度的测定对于理解和优化LPP具有重要意义。然而，在大量利用等离子体技术降解有机污染物的研究中，几乎没有任何特定的等离子体状态，比较不同放电条件下的降解效率(gydF4y2Ba李等，2016gydF4y2Ba；gydF4y2Ba詹等，2018gydF4y2Ba；Lu等人，2022)。因此，我们计算了电子温度，并将其与放电条件进行了比较;活跃物种如图所示gydF4y2Ba图6A, BgydF4y2Ba．苯醚因其降解效率低而被选为代表性的多环芳烃。为表示生成自由基的数量，•OH的光学发射强度示于gydF4y2Ba图6gydF4y2Ba， O自由基的gydF4y2Ba图6 bgydF4y2Ba．计算值和检测值列在gydF4y2Ba表S2gydF4y2Ba．•OH和O自由基的光学发射行为与降解效率基本一致，它们广泛地参与了多环芳烃的降解。其中，•OH表现出与苯丙氨酸降解效率最相似的行为。这可能是由于•OH的氧化势比O自由基高。输入能量随脉冲宽度的增加而增加(gydF4y2Ba表S2gydF4y2Ba)，然后，更多的加速电子导致与周围分子的相互作用加强，产生•OH和O自由基。相反，电子温度随频率的增加而降低。假设电极的极性变化足够快，以至于电子在到达电极之前在电场中看到反转，并在两个电极之间振荡(gydF4y2BaDhali 2020gydF4y2Ba)．然而，等离子体放电数量的增加导致了大量活性物种的产生。LPP降解多环芳烃的机制是用对比的脉冲宽度和频率来描述的gydF4y2Ba图6 cgydF4y2Ba而且gydF4y2Ba图6 dgydF4y2Ba．更长的脉冲宽度和更高的频率导致更多的加速电子和电子与水之间的频繁轰击，从而产生更多的活性物种，从而降解有机污染物。在此基础上，通过增加脉冲宽度和频率可以获得最佳性能。在少数情况下，降解效率与•OH和O自由基的光学发射不完全成正比。这可能是由于活跃物种之间的相互作用，生产物种的转换可以表示为(gydF4y2BaEvans和Goldfine, 2000年gydF4y2Ba；gydF4y2BaChen et al.， 2004gydF4y2Ba)：gydF4y2Ba

为了定量比较•OH的生成量，确认•OH和O自由基参与氧化反应，用DMPO和TEMP捕获它们。gydF4y2Ba数字7gydF4y2Ba而且gydF4y2Ba7 bgydF4y2Badmpo -羟基自由基加合物的典型光谱具有1:2:2:1的四重奏特征。如gydF4y2Ba图7gydF4y2Ba时，dmpo -羟基自由基信号振幅随处理时间的增加而增大，在处理时间为2、6和10 min时，dmpo -羟基自由基信号振幅最高，分别为1684、3881和5191。甲醇被认为是最有效的羟基自由基清除剂之一，在本研究中被用于原液中。EPR分析结果gydF4y2Ba图7 bgydF4y2Ba验证•OH参与化学反应的有效性，即使在甲醇存在的情况下。假设在没有羟基自由基清除剂的情况下，采用LPP来修复实际废水，将获得更好的性能。gydF4y2Ba图7 cgydF4y2Ba显示了具有1:1:1三重态特征的典型的temp -氧自由基加合物谱。与OES结果观察到O自由基，FTIR结果证明其参与多环芳烃的氧化一样，EPR结果也不断证明O自由基产生并氧化有机污染物。gydF4y2Ba

实际洗涤废水的应用gydF4y2Ba

虽然最近已对洗涤器排出物中多环芳烃的有害影响进行了研究和分析，但仍未开发出适当的降解它们的工艺(gydF4y2Ba雷神等，2021年gydF4y2Ba；gydF4y2BaChen等，2022gydF4y2Ba；gydF4y2BaJi等，2022gydF4y2Ba)．因此，采用LPP降解真实洗涤器出水中的多环芳烃，并对其性能进行了评估。在频率为30 kHz、脉冲宽度为3 μs的条件下，对处理后的出水进行10 min的处理分析。gydF4y2Ba图8gydF4y2Ba显示结果，每个浓度都列在gydF4y2Ba表S5gydF4y2Ba．总多环芳烃gydF4y2Ba_{EPA16gydF4y2Ba}浓度范围为1.1 ~ 0.4 μg/L，降解效率为63.6%。其中，由4个或4个以上芳香环组成的高分子量多环芳烃(hw -PAHs)在0.707 ~ 0.138 μg/L范围内可被有效降解。而由2个或3个芳香环组成的低分子量多环芳烃(LMW-PAHs)经LPP处理后浓度略有下降或上升，总量由0.393 μg/L降至0.308 μg/L。假定低分子量多环芳烃是由高分子量多环芳烃、有机物及其副产品不完全燃烧产生的，等离子体作为热源，类似于多环芳烃的定义来源(gydF4y2BaRubio-Clemente等人，2014gydF4y2Ba；gydF4y2BaMojiri等人，2019年gydF4y2Ba；gydF4y2Ba帕特尔等，2020年gydF4y2Ba)．特别是，由于洗涤器的出水用于处理废气，在洗涤器的出水中可能存在多种有机物。根据我们的研究，生成的LMW-PAHs会随着稍微延长的处理时间而降解。尽管真正的洗涤器排出物不仅含有多环芳烃gydF4y2Ba_{EPA16gydF4y2Ba}还能替代多环芳烃、其他母体多环芳烃、重金属和营养物质，对多环芳烃进行快速降解。LPP的优点，如降解性能显著，简单gydF4y2Ba原位gydF4y2Ba紧凑的安装组件和直接排放到水中，也可以修复各种工业、农药和制药废水。gydF4y2Ba

结论gydF4y2Ba

研究了LPP对多环芳烃污染水体的修复，并根据等离子体的物理状况提出了最佳放电条件。主要研究结果可归纳如下:gydF4y2Ba

1.研究了LPP在不同放电条件下的性能。脉冲宽度和频率的增加提高了降解效率，在频率为30 kHz、脉冲宽度为3 μs的10 min内，Nap、Ace、Flu和Phe的降解效率最高，分别为93.3、90.7、86.0和85.4%。gydF4y2Ba

2.OH和O自由基已被发现是降解多环芳烃的关键活性物种。光学诊断证实了OH和O自由基的生成，并通过副产物中羟基和氧基团的形成证实了它们参与多环芳烃的降解。gydF4y2Ba

3.通过等离子体的物理条件解释了放电条件对化学活性物质产生的影响。多环芳烃在长脉冲宽度和高频下的快速降解，是因为电子加速更快，电子与周围分子之间频繁轰击，产生更多的•OH和O自由基，从而降解有机污染物。gydF4y2Ba

4.通过EPR验证了•OH在清除剂存在下的有效性。在没有清除剂的情况下，LPP处理有机污染物的性能可能会有所提高。gydF4y2Ba

5.在最优条件下，LPP在10 min内成功降解了63.6%的多环芳烃，无需任何其他处理或化学试剂。LPP能较传统方法快速降解多环芳烃，等离子体处理能直接降解水中有机污染物，为保护不同水环境提供了一种新的方法。gydF4y2Ba

数据可用性声明gydF4y2Ba

该研究中提出的原始贡献已包括在文章/中gydF4y2Ba补充材料gydF4y2Ba．进一步的查询可以联系通讯作者。gydF4y2Ba

作者的贡献gydF4y2Ba

U-JK:调查，数据策划，写作-初稿准备，方法论。NS:概念化。S-HL:监督、验证、写作评审和编辑。所有作者都对这篇文章做出了贡献，并批准了提交的版本。gydF4y2Ba

致谢gydF4y2Ba

该研究是韩国海洋水产部资助的“海岛渔村海洋垃圾处理系统优化开发”项目的一部分。gydF4y2Ba

利益冲突gydF4y2Ba

作者NS受雇于日本科学技术株式会社JST。gydF4y2Ba

其余作者声明，这项研究是在没有任何商业或财务关系的情况下进行的，这些关系可能被解释为潜在的利益冲突。gydF4y2Ba

出版商的注意gydF4y2Ba

本文中所表达的所有主张仅代表作者，并不代表他们的附属组织，也不代表出版商、编辑和审稿人。任何可能在本文中评估的产品，或可能由其制造商提出的声明，都不得到出版商的保证或认可。gydF4y2Ba

补充材料gydF4y2Ba

本文的补充资料可在以下网址找到:gydF4y2Ba//www.gosselinpr.com/articles/10.3389/fmars.2022.1033962/full#supplementary-materialgydF4y2Ba

参考文献gydF4y2Ba