高壓脈沖放電等離子體協(xié)同CTAB 改性活性炭去除DB86＊

譚艷雯 董冰巖 王佩祥 李貞棟 李 瓊

（江西理工大學(xué)應(yīng)急管理與安全工程學(xué)院，贛州，341000）

近年來，以“雙碳”目標(biāo)為戰(zhàn)略導(dǎo)向，有序推動產(chǎn)業(yè)綠色低碳循環(huán)發(fā)展已成為全國共識，堅(jiān)持降碳、減污、擴(kuò)綠、增長一體化，是染料行業(yè)邁向高質(zhì)量發(fā)展的必經(jīng)之路[1].直接耐曬翠藍(lán)GL 又稱為直接藍(lán)86（Direct Blue 86，DB86），主要用于紡織、印染、皮革、造紙等，是一種典型的直接染料有機(jī)污染物[2]，大量DB86 廢水的排放不僅對水體生態(tài)造成巨大影響[3-4]，其芳香族的性質(zhì)對人體還有誘變致癌的危害[5-6].因此，尋找一種有效去除廢水中的DB86 具有重要意義.工業(yè)廢水傳統(tǒng)處理技術(shù)，如物理吸附[7]、電化學(xué)氧化[8]、生物降解[9]等對DB86 的去除雖能起到一定的成效，但大部分存在二次污染等問題.高壓脈沖放電等離子體技術(shù)是一項(xiàng)廣泛用于處理難降解有機(jī)污染物的高級氧化技術(shù)，與傳統(tǒng)廢水處理技術(shù)相比其具有高效率、廣適用、無二次污染等優(yōu)勢[10-11].早在1996 年，李勝利等[12]就首次提出利用高壓脈沖放電等離子體處理直接藍(lán)2B 染料模擬廢水，結(jié)果表明，該技術(shù)能有效破壞染料大分子中的環(huán)狀結(jié)構(gòu).2020 年，Rashid 等[13]提出水下平行多管等離子射流體系，顯著提升了染料廢水的可生化性，達(dá)到良好的去除效果.值得注意的是，單獨(dú)脈沖放電等離子體技術(shù)在處理大水量時(shí)存在能耗較高的問題.而催化劑良好的選擇性和催化活性，能夠提高反應(yīng)速率，實(shí)現(xiàn)節(jié)能降耗，也可以抑制反應(yīng)過程中副產(chǎn)物的轉(zhuǎn)化[14-15].因此，脈沖放電協(xié)同催化降解有機(jī)物技術(shù)在近些年發(fā)展起來且被認(rèn)為最有前景的有機(jī)廢水處理技術(shù)之一，它主要將廢水中難降解的有機(jī)污染物最終轉(zhuǎn)化為小分子化合物、CO2和H2O[16-18].

活性炭（activated carbon,AC）作為一種應(yīng)用廣泛的吸附材料，將等離子體技術(shù)與活性炭相結(jié)合，可充分利用其吸附和催化的性能[19-20].AC 實(shí)用經(jīng)濟(jì)，有良好的孔隙結(jié)構(gòu)，富集污染物的同時(shí)還可以催化溶液中的O3、H2O2，促進(jìn)·OH、·O、·HO2等活性粒子的生成[21].但其自身的C—C 非極性鍵會降低極性有機(jī)污染物的吸附和催化效果[22]，為完善AC 的品質(zhì)，本實(shí)驗(yàn)用表面活性劑CTAB 對AC 進(jìn)行改性處理，以期促進(jìn)對污染物的去除.本課題組[23]前期已經(jīng)在脈沖放電協(xié)同催化劑聯(lián)合處理難降解有機(jī)廢水上開展了大量實(shí)驗(yàn)研究.在此基礎(chǔ)上，為進(jìn)一步提高DB86 的去除效率，采取脈沖放電協(xié)同碳催化技術(shù)，對CTAB 改性活性炭去除DB86 進(jìn)行研究，并運(yùn)用SEM 和BET 手段對活性炭改性前后進(jìn)行表征分析，探討了DB86 初步降解機(jī)理，為等離子體協(xié)同活性炭去除DB86 提供一定的實(shí)驗(yàn)理論基礎(chǔ).

1 實(shí)驗(yàn)部分（Experimental section）

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置及測試設(shè)備

圖1 實(shí)驗(yàn)裝置系統(tǒng)圖Fig.1 Schematic of the experimental system

圖2 針-板放電反應(yīng)器結(jié)構(gòu)示意圖Fig.2 Schematic structural diagram of pin-plate discharge reactor

1.2 改性活性炭的制備與表征

1.2.1 改性活性炭的制備

催化劑的制備：先后依次用10%NaOH 溶液和10%HNO3溶液預(yù)處理活性炭，去除活性炭表面的雜質(zhì)，干燥箱烘干至恒重，即為原始活性炭.配置CTAB 和SDS 溶液，對原始活性炭進(jìn)行改性處理，后放置在恒溫干燥箱烘干，得到CTAB-AC 和SDS-AC.

CTAB-AC 再生實(shí)驗(yàn)：稱取5 g CTAB-AC 加入到100 mg·L-1DB86 溶液中，28 ℃、180 r·min-1恒溫振蕩器振蕩24 h 至吸附飽和，過濾后置于105 ℃干燥箱持續(xù)6 h，得到飽和的CTAB-AC.稱取定量飽和CTAB-AC，分別在純水和DB86 廢水中進(jìn)行放電實(shí)驗(yàn)，洗凈再生CTAB-AC，風(fēng)干后再次投加到DB86 溶液中，計(jì)算對比此時(shí)DB86 的去除率.

1.2.2 改性活性炭的表征

采用 MLA650 型場發(fā)射掃描電子顯微鏡（美國FEI 公司）對活性炭和CTAB 改性活性炭的外觀形貌進(jìn)行表征測試；采用 ASAP2460 比表面儀（美國Micromeritics 公司）對活性炭和CTAB 改性活性炭進(jìn)行比表面積測試.

1.3 分析方法

采用紫外分光光度計(jì)（UV754N，上海佑科）對DB86 廢水全波長掃描，得到DB86 的特征吸收峰，本研究選取紫外波長為620 nm.實(shí)驗(yàn)進(jìn)行中，在高壓放電停止的狀態(tài)下對DB86 廢水進(jìn)行取樣，利用高效液相色譜對DB86 濃度進(jìn)行分析，并按照下式計(jì)算去除率：

其中，η表示DB86 的去除率（%），C0表示DB86 的初始濃度（mg·L-1），Ct表示處理一段時(shí)間后溶液DB86 的濃度（mg·L-1）.

熒光化學(xué)發(fā)光分析儀（美國Thermo Electron公司），Napco 5410型二氧化碳孵箱（美國NAPCO），XDS-1B倒置顯微鏡（重慶光電儀器公司），BCN-1360型超凈工作臺（北京東聯(lián)哈爾儀器制造有限公司），Multiskan Ascent酶標(biāo)儀（美國Thermo Electron公司），小鼠足容積測定儀（自制，精確度0.01 mL）。

2 結(jié)果與討論（Results and discussion）

2.1 催化劑表征

2.1.1 SEM 測試

圖3 依次為未改性AC、CTAB-AC 以及飽和CTAB-AC 等3 種催化劑的SEM 表征，展示了3 種樣品顆粒在放大40 μm 的微觀形貌.從圖3（a）、（b）可以看出，未改性AC 表面光滑平坦，呈魚鱗塊狀，層層有序，結(jié)構(gòu)致密.經(jīng)濃度5×10-4mol·L-1CTAB 溶液改性后的AC 表面變得凹凸不規(guī)則，有一些堆積的顆粒附著在AC 表面，出現(xiàn)較多凹陷空穴，這是因?yàn)镃TAB 分子利用疏水作用負(fù)載在AC 表面，而深入活性炭內(nèi)部的CTAB 會改變AC 規(guī)則的內(nèi)部結(jié)構(gòu)，形成新的孔隙結(jié)構(gòu)[25].由圖3（c）可以看出，飽和CTAB-AC 結(jié)塊團(tuán)聚，有坍塌破裂趨勢，粗糙不平，原因可能是大量的CTAB 分子被AC 吸附至飽和，占據(jù)了AC 更多的空隙，使得AC 的內(nèi)部結(jié)構(gòu)遭到破壞，甚至失去自身活性.這表明CTAB 濃度過高，會嚴(yán)重破壞AC 的微觀結(jié)構(gòu)，這一現(xiàn)象與舒世立等[26]的發(fā)現(xiàn)相似.

圖3 不同活性炭的SEM 圖（a）：未改性AC；（b）：CTAB-AC；（c）：飽和CTAB-ACFig.3 SEM images of different activated carbons（（a）Unmodified AC；（b）CTAB-AC；（c）Saturated CTAB-AC）

2.1.2 BET 測試

未改性AC、CTAB-AC 以及飽和CTAB-AC 的比表面積測定結(jié)果見表1.未改性AC 比表面積為332.98 m2·g-1，經(jīng)濃度5×10-4mol·L-1CTAB 溶液改性后的CTAB-AC 比表面積為9.57 m2·g-1，改性后的AC 比表面積僅約為未改性AC 的1/30，比表面積的大幅度下降，究其原因一方面可能是AC 表面的微孔被CTAB 沉積堵塞，表層結(jié)構(gòu)發(fā)生變化，另一方面可能是改性后的AC 表面上的官能團(tuán)之間可能存在交聯(lián)的現(xiàn)象[27-28].飽和CTAB-AC 的比表面積為77.43 m2·g-1，是CTAB-AC 比表面積的7 倍有余，可能是大量CTAB 分子負(fù)載于AC 表面，破壞了AC 的原始結(jié)構(gòu)，改變AC 的表面化學(xué)性質(zhì)，出現(xiàn)顆粒團(tuán)聚結(jié)塊不分散現(xiàn)象，使得比表面積比CTAB-AC 的大.結(jié)合掃描電鏡結(jié)果，飽和CTAB-AC 可能失去了本身的活性，因此放電實(shí)驗(yàn)選用CTAB-AC.

表1 不同活性炭的比表面積Table 1 Specific surface areas of different activated carbons

2.2 高壓脈沖放電協(xié)同改性活性炭去除DB86

2.2.1 活性劑對DB86 去除率的影響

采用未改性AC 吸附處理DB86 廢水40 min，DB86 的去除率僅為65.36%，為完善活性炭的品質(zhì)，實(shí)驗(yàn)選用十六烷基三甲基溴化銨（CTAB）和十二烷基硫酸鈉（SDS）表面活性劑對活性炭進(jìn)行改性[29].對150 mL 初始濃度為100 mg·L-1的DB86 溶液，添加0.2 g 活性劑改性AC 處理40 min，分析比較改性活性炭對DB86 的去除效果.實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖4 所示.

圖4 活性劑對DB86 去除率的影響Fig.4 Effect of active agent on removal efficiency of DB86

由圖4 可得出，添加相同質(zhì)量的CTAB-AC 和SDS-AC 進(jìn)行去除實(shí)驗(yàn)，發(fā)現(xiàn)活性劑對AC 改性效果顯著，改性后AC 處理10 min DB86 廢水就可達(dá)到未改性AC 處理40 min 的成效，且CTAB-AC 對DB86 的去除效果明顯要比SDS-AC 的好.隨著處理時(shí)間的延長，DB86 的去除率均呈上升的趨勢，其中SDS-AC 的去除效果增長幅度小，40 min 后去除率僅從65.85%提高至68.3%，增加不到3%.而投加CTAB-AC 在實(shí)驗(yàn)40 min 的過程中，DB86 的降解率由73.23%提升到78.36%.此外，在實(shí)驗(yàn)初期，兩者的作用效果就相差較大，處理40 min 后，添加CTAB-AC 的DB86 去除率仍高于添加SDS-AC 的10%.SDS 的改性效果更差的原因可能是SDS 的臨界膠束濃度比CTAB 的臨界膠束濃度大[30]，在相同DB86 濃度下，CTAB 能形成更多的聚集體，改善活性炭的親水性.因此，后續(xù)實(shí)驗(yàn)以CTAB 為改性劑，研究高壓脈沖放電等離子體協(xié)同CTAB-AC 去除DB86.

2.2.2 正交試驗(yàn)

為進(jìn)一步考察影響CTAB-AC 協(xié)同脈沖放電去除DB86 的因素，試驗(yàn)對CTAB 改性劑濃度、改性時(shí)間和改性活性炭加入量進(jìn)行L9（34）正交試驗(yàn)，溶液初始濃度為100 mg·L-1，放電電壓22 kV，初始電導(dǎo)率200 μs·cm-1，放電頻率50 Hz，空氣流量3.0 L·min-1，電極間距8 mm，正交試驗(yàn)設(shè)計(jì)和結(jié)果分析表見表2，其中K1、K2分別表示各因素中3 水平所對應(yīng)DB86 去除率的最低水平和最高水平，R 為極差.通過表2 正交試驗(yàn)結(jié)果分析可得，在不考慮各個(gè)因素之間的交互作用的前提下，上述3 因素對DB86 去除率的影響由強(qiáng)到弱順序?yàn)镃TAB 改性劑濃度、改性活性炭加入量、改性時(shí)間，較佳的改性參數(shù)組合為改性劑濃度5×10-4mol·L-1，改性活性炭投加量0.2 g，改性時(shí)間24 h.為尋求最佳的改性劑濃度，本文著重討論了CTAB 濃度對DB86 去除率的影響.

表2 正交試驗(yàn)設(shè)計(jì)及結(jié)果Table 2 Orthogonal test design and results

2.2.3 CTAB 改性劑濃度對DB86 去除率的影響

為研究CTAB 濃度對DB86 去除率的影響，在活性炭改性時(shí)間8 h，添加 0.2 g 的前提下，相同放電條件下放電40 min，設(shè)置系列改性劑濃度梯度.結(jié)果如圖5 所示.由圖5 可得出，隨著CTAB 濃度的不斷增大，DB86 的去除率也近乎線性遞增，效果顯著，但達(dá)到峰值后有平緩下降的趨勢.當(dāng)CTAB 濃度調(diào)整為5×10-4mol·L-1時(shí)，DB86 的去除率高達(dá)99.65%，而后繼續(xù)增加CTAB 的濃度，污染物的去除率并沒有隨之增加，反而略微有所減小.出現(xiàn)這種現(xiàn)象的原因是：改性時(shí)間不變，CTAB 濃度增大，更多的CTAB 分子吸附積聚在活性炭的表面，起到潤濕清洗的作用，活性炭表面的孔隙結(jié)構(gòu)更加發(fā)達(dá)，促進(jìn)等離子體通道的形成，讓DB86 與放電產(chǎn)生的活性粒子充分接觸；當(dāng)CTAB 濃度過大時(shí)，容易使部分活性炭吸附飽和，破壞自身結(jié)構(gòu)，活性降低.因此，確定最佳CTAB 改性濃度為5×10-4mol·L-1.

圖5 CTAB 濃度對DB86 去除率的影響Fig.5 Effect of CTAB concentration on DB86 removal efficiency

2.2.4 脈沖放電協(xié)同CTAB-AC 去除DB86 性能對比

為研究脈沖放電協(xié)同CTAB-AC 處理DB86 的效果，依次采用單獨(dú)脈沖放電、單獨(dú)未改性AC、單獨(dú)CTAB-AC 及放電協(xié)同CTAB-AC 處理，四大體系對比結(jié)果如圖6 所示.CTAB-AC 為最優(yōu)組合，即改性時(shí)間24 h，CTAB 濃度5×10-4mol·L-1，加入量0.2 g，反應(yīng)時(shí)間均為40 min.由圖6 可見，單獨(dú)未改性AC 吸附除去DB86 的去除率僅為65.36%，單獨(dú)CTAB-AC 體系為78.36%，單獨(dú)脈沖放電體系為79.30%，而脈沖放電協(xié)同CTAB-AC 體系中DB86 的去除率高達(dá)99.65%.顯然，四大體系同時(shí)降解DB86，效果最好的是脈沖放電協(xié)同CTAB-AC 系統(tǒng).且脈沖放電協(xié)同CTAB-AC 比單獨(dú)未改性AC 體系提高了34.29%，比單獨(dú)CTAB-AC 吸附去除提高了21.29%，比單獨(dú)脈沖放電提高了20.35%.對比單獨(dú)AC 和單獨(dú)CTAB-AC 吸附處理DB86，發(fā)現(xiàn)AC 經(jīng)CTAB 改性后，DB86 的去除率提高了近15%，可見CTAB 改性AC 的效果是可觀的.

圖6 不同體系下DB86 的去除效果圖Fig.6 Removal effect diagram of DB86 in different Systems

通過繪制單獨(dú)脈沖放電和脈沖放電協(xié)同CTAB-AC 兩個(gè)放電體系中DB86 降解的反應(yīng)速率圖，如圖7 所示，對應(yīng)擬合程度分析表見表3.結(jié)合圖7 和表3 可知，單獨(dú)脈沖放電和脈沖放電協(xié)同CTABAC 體系的擬合相關(guān)系數(shù)R2分別為0.9976 和0.9831，均大于0.97，可以認(rèn)為在兩個(gè)放電體系中，DB86 的去除過程遵循偽一級反應(yīng)動力學(xué).單一脈沖放電體系Kobs值為0.017 min-1，脈沖放電協(xié)同CTAB-AC 體系Kobs值為0.039 min-1，兩者的反應(yīng)速率常數(shù)Kobs相差兩倍以上，可以認(rèn)為CTAB-AC 催化劑對脈沖放電體系有促進(jìn)作用.

表3 不同放電體系中DB86 降解反應(yīng)速率的擬合程度Table 3 Fitting Degree of DB86 Degradation Reaction Rate in Different Discharge Systems

圖7 不同放電體系中DB86 降解反應(yīng)速率圖Fig.7 Degradation reaction rate diagram of DB86 in different discharge systems

2.2.5 CTAB-AC 的放電再生和穩(wěn)定性

為研究CTAB-AC 催化劑結(jié)構(gòu)的再生性，考察催化劑在去除DB86 溶液后回收再利用的催化效果.采用純水中放電再生和DB86 溶液中放電再生兩種再生方式.分析對比新鮮CTAB-AC、飽和CTABAC、純水放電再生CTAB-AC 以及DB86 溶液放電再生CTAB-AC 四種不同時(shí)期的CTAB-AC 去除DB86 的效果，結(jié)果見圖8.由圖8 可知，飽和CTAB-AC 放電催化效果要差于新鮮CTAB-AC 放電催化，這與表征結(jié)果是一致的.對比再生效果，CTAB-AC 在DB86 中放電再生的效果明顯好于在純水中放電的再生效果，且在DB86 中放電再生后的去除率超出純水中放電再生的10%.出現(xiàn)這種現(xiàn)象的原因是：CTAB-AC 的再生受水溶液的電導(dǎo)率的影響，DB86 溶液的電導(dǎo)率高于純水的電導(dǎo)率，故DB86 溶液中活性物質(zhì)在CTAB-AC 上的傳質(zhì)效果更好，進(jìn)而提升了活性物質(zhì)與飽和CTAB-AC 中有機(jī)物的接觸幾率，使CTAB-AC 的再生效果更好[30].

圖8 不同時(shí)期的CTAB-AC 對DB86 去除的影響Fig.8 Effect of CTAB-AC in different periods on DB86 removal

對飽和CTAB-AC 進(jìn)行連續(xù)3 次吸附再生實(shí)驗(yàn)，每次放電實(shí)驗(yàn)完成后，將實(shí)驗(yàn)結(jié)束后的CTABAC 用超純水沖洗，置于60℃鼓風(fēng)干燥箱烘干至無水分，并進(jìn)行下次降解去除實(shí)驗(yàn)，循環(huán)反復(fù)3 次，觀察 DB86 去除率的變化，結(jié)果見圖8.由圖8 結(jié)果可以看出，當(dāng)CTAB-AC 吸附飽和時(shí)，便會漸漸失去其吸附作用，成為廢棄CTAB-AC，而低溫等離子體對有機(jī)物吸附飽和的活性炭具有再生作用[31].經(jīng)3 次循環(huán)再生后，DB86 的去除率由84.55%降至65.85%，僅降低18.7%.此外還發(fā)現(xiàn)，第三次循環(huán)的CTABAC 的去除率仍高于未處理的廢棄CTAB-AC 去除率近50%，CTAB-AC 經(jīng)過3 次循環(huán)后仍有較高的吸附能力.研究表明[32]，普通熱再生AC 和高溫?zé)嵩偕鶤C 熱量損耗大，且AC 的原子利用率損失5%—8%，利用脈沖放電等離子體再生CTAB-AC，碳損不足1%，可見等離子體再生AC 在工業(yè)領(lǐng)域中的應(yīng)用前景廣闊.

為考察CTAB-AC 催化劑的穩(wěn)定性，利用CTAB-AC 催化劑在去離子水和DB86 溶液中進(jìn)行解吸測試，運(yùn)用溴酚紅光度法[33]測定CTAB 濃度，結(jié)果詳情見表4.初始CTAB 濃度5×10-4mol·L-1，在去離子水中解吸率為0.63%，平衡濃度為3.17×10-6mol·L-1；在DB86 溶液中CTAB 的解吸率為0.54%，平衡濃度為2.71×10-6mol·L-1.兩種環(huán)境下CTAB-AC 的解吸測試均達(dá)到GB18466-2005 中陽離子表面活性劑二級標(biāo)準(zhǔn)（小于5.0 mg·L-1）.因此，利用CTAB 對活性炭進(jìn)行改性是切實(shí)可行的，CTAB-AC 不會因?yàn)榻馕饔枚蔀槎挝廴倦[患源.

表4 CTAB 在去離子水和 DB86 溶液中的解吸率Table 4 Desorption rate of CTAB in deionized water and DB86 solution

2.2.6 降解機(jī)理探討

為研究放電過程DB86 溶液的初步降解機(jī)理，采用水楊酸、高錳酸鉀、碘等對活性粒子進(jìn)行捕獲，測定活性粒子·OH、H2O2及O3濃度變化，濃度變化測定結(jié)果見圖9.

圖9 放電過程中·OH、H2O2 及O3 的濃度變化曲線圖Fig.9 Concentration change curve of ·OH,H2O2 and O3 during discharge

從圖9 可以發(fā)現(xiàn)，隨放電反應(yīng)的進(jìn)行，·OH 的濃度緩慢降低，說明在放電實(shí)驗(yàn)的過程中，體系中開始產(chǎn)生大量的·OH 不斷被消耗且消耗的速率大于其生成的速率，20 min 后達(dá)到相對平衡，濃度變化減小.溶液中H2O2及O3的濃度均逐漸增大，但隨著放電時(shí)間的增加，H2O2及O3的含量并呈非線性遞增，其生成速率越來越小，可見，達(dá)到一定的放電時(shí)間后，H2O2及O3的濃度將趨于飽和.而另一方面，隨著放電時(shí)間的延長，產(chǎn)生的紫外線和沖擊波等也越穩(wěn)定，從而也越容易分解H2O2和O3產(chǎn)生·OH.表明放電過程中產(chǎn)生的H2O2和O3活性物質(zhì)并沒有與污染物直接反應(yīng)，而是先轉(zhuǎn)化成·OH 間接參與到反應(yīng)當(dāng)中.因此，在脈沖放電協(xié)同CTAB-AC 催化去除DB86 的過程中，·OH 起著關(guān)鍵作用.

為研究DB86 溶液中TOC 的變化，在最佳放電條件下投加0.2 CTAB-AC，放電40 min，分析放電過程中TOC 變化規(guī)律及礦化規(guī)律，結(jié)果見圖10.從圖10 可以看出，DB86 溶液的初始TOC 值為11.55 mg·L-1，放電40 min 后，溶液的TOC 值下降到10.59 mg·L-1，礦化率約為8.27%.隨放電時(shí)間的延長，DB86 溶液的礦化率逐漸提高，尤其在放電20—30 min，礦化率增加迅速，但30 min 后增速趨于穩(wěn)定.總體而言，礦化程度偏低，TOC 值變化不大.對比相同實(shí)驗(yàn)條件下DB86 的去除率和礦化率，顯然，DB86 的去除率要遠(yuǎn)高于對應(yīng)時(shí)刻的礦化率.這說明脈沖放電協(xié)同CTAB-AC 處理DB86 廢水的過程中，能夠產(chǎn)生較多的活性粒子和自由基，促使DB86 分子分解轉(zhuǎn)化，但是絕大多數(shù)的DB86 分子可能轉(zhuǎn)化為小分子化合物或難礦化的中間產(chǎn)物，只有少部分直接轉(zhuǎn)化為CO2和H2O.

圖10 投加CTAB-AC 后DB86 溶液中TOC 及礦化率變化規(guī)律圖Fig.10 Variation of TOC and mineralization rate in DB86 solution after adding CTAB-AC

3 結(jié)論（Conclusion）

（1）脈沖放電等離子體協(xié)同CTAB-AC 催化劑降解DB86 表現(xiàn)出良好的促進(jìn)作用，DB86 初始質(zhì)量濃度為100 mg·L-1，放電電壓22 kV，放電頻率50 Hz，初始電導(dǎo)率200 μs·cm-1，電極間距8 mm，氣體流量3.0 L·min-1，投加0.2 gCTAB 改性活性炭，放電40 min，DB86 的去除率高達(dá)99.65%.

（2）活性炭改性前后的表征技術(shù)顯示，CTAB 活性劑可以改變活性炭的結(jié)構(gòu)和形貌，且通過CTAB 改性后的CTAB-AC 表面相對粗糙，出現(xiàn)顆粒堆積現(xiàn)象，凹陷空穴增多，增加了反應(yīng)所需孔道和活性位點(diǎn)，有益于反應(yīng)的有效進(jìn)行.

（3）飽和CTAB-AC 吸附再生實(shí)驗(yàn)表明，脈沖放電對CTAB-AC 具有良好的再生作用.經(jīng)三次連續(xù)循環(huán)再生進(jìn)行放電實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，DB86 的去除率仍可達(dá)65.85%.此外，CTAB-AC 吸附穩(wěn)定可靠，不會因解吸作用帶來二次污染，可行性高，對DB86 廢水的治理有一定的指導(dǎo)意義.

（4）活性劑種類影響協(xié)同處理DB86 效果，CTAB 活性劑的改性效果優(yōu)于SDS 活性劑.正交試驗(yàn)表明，3 因素對DB86 去除的影響強(qiáng)度由低到高依次為改性時(shí)間、改性活性炭加入量、CTAB 改性劑濃度.重點(diǎn)考察CTAB 改性劑濃度對DB86 去除效果發(fā)現(xiàn)，隨著CTAB 濃度的不斷增大，DB86 的去除率迅速提高，效果顯著，達(dá)到峰值后有平緩下降的趨勢，最佳改性濃度為5×10-4mol·L-1，DB86 在脈沖放電等離子體系中的去除過程符合偽一級動力學(xué)方程.