CN104341037B - 一种羟基自由基去除水中藻毒素的方法和装置 - Google Patents

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Abstract

一种羟基自由基去除水中藻毒素的方法和装置，涉及水处理。所述方法：启动电源，原料气进入氧等离子体发生源，电离、离解，生成氧等离子体气体，再从氧等离子体发生源出口，一部分通入氧等离子体气体浓度检测仪，其余进入高压射流器；待处理水泵入高压射流器，与进入高压射流器的氧等离子体气体混溶后，再流入气液混溶器进一步混溶，未溶解于水中的氧等离子体气体通过气液分离器和剩余气体消除器热分解成O2排放；氧等离子体气体在主管路中生成羟基自由基，在一系列混溶过程及主管路的输运中，羟基自由基在生成的同时，迅速氧化降解藻毒素，时间在0.1ms～6s，剩余·OH分解成对环境无害的H2O、O2。

Description

一种羟基自由基去除水中藻毒素的方法和装置
技术领域
本发明属于自由基化学，水处理应用的技术领域，尤其是涉及一种羟基自由基去除水中藻毒素的方法和装置。
背景技术
目前，国内水体污染与富营养化程度不断加剧，使得水体藻类水华事件高频发生，大大增加了产毒藻类对动植物生命及人类健康的暴露风险。当蓝藻水华严重时，水面形成厚厚的蓝绿色湖靛，散发出难闻的气味，不仅破坏了健康平衡的水生生态系统，而且藻细胞产生并释放多种藻毒素，对人和动物的饮用水安全构成了严重的威胁，也对传统给水处理工艺提出了新的挑战。
目前，已知对人体和动物健康造成危害的藻毒素主要有五大类：柱胞藻毒素(Cylindrospermopsin，CYN)、鱼腥藻毒素(Anatoxins，ANTXs)、微囊藻毒素(Microcystins,MCs)、节球藻毒素(Nodularins，NODs)以及石房蛤毒素(Saxitoxins，STXs)。其中，微囊藻毒素是蓝藻水华污染中检出率最高、污染最严重和产生量最大的藻毒素种类。迄今为止，已发现有近80种不同的微囊藻毒素异构体，其中MC-LR、RR和YR是存在最为普遍、含量较高、毒性较大的三种变体。
水体中的微囊藻毒素不仅通过对水生植物产生化感作用与氧化胁迫而影响水生植物种类的多样性，富集于鱼类、虾蟹等水生动物体内并影响其存活与生长，还会通过人类的饮用等途径对人类健康产生危害。国内外相关研究一致表明，微囊藻毒素可破坏细胞内的蛋白磷酸化平衡，改变多种酶活性，引起肝脏病变，具有强烈的促肝癌作用。如曾饮用澳大利亚新南威尔士Malpas水库水人群的高肝损伤率，我国厦门市同安区、江苏海门市、东南沿海地区的高肝癌死亡率，巴西Carurau肾透析事件等均与藻毒素污染相关。相关研究以巢湖35个专业渔民为对象，研究了慢性微囊藻毒素暴露对其健康的影响。结果发现，渔民血清中均存在微囊藻毒素，且其在血清中的含量与主要肝功能指标呈正相关。
因而，1998年，世界卫生组织(WHO)设置了饮用水中MC-LR的安全限值为不超过1μg/L。中国卫生部《生活饮用水规范》、中国《地表水环境质量标准》(GB3838-2002)及中国建设部《城市供水水质标准》分别于2001年、2002年及2005年将MC-LR的安全限值设定为1μg/L。
目前已有的传统降解去除藻毒素工艺方法有氯法、普通臭氧法、高锰酸钾法。其中氯法的使用容易导致消毒副产物的产生，形成二次污染；普通臭氧法初期投资成本高，工艺维护技术要求和成本较高；高锰酸钾虽然是一种较强的氧化剂，但是极易导致原水中藻细胞的破坏和藻毒素的释放。近年，有研究表明，一些高级氧化技术对水中藻毒素也具有很高的降解效能，且能高效脱毒。目前研究较多的用于MCs处理的高级氧化技术主要有：光催化氧化技术、Fenton试剂及类Fenton试剂氧化法、基于臭氧的高级氧化技术(O3/H2O2、O3/金属离子均相催化氧化)。
氯法：利用氯的强氧化性来降解藻毒素。EvaM.(EvaM.Rodriguez,JuanL.Acero,LisaSpoofetal.OxidationofMC-LRand–RRwithchlorineandpotassiumpermanganate:Toxicityofthereactionproduces[J].WaterResearch,2008,42:1744-1752)使用ClO2对MC-LR及MC-RR进行降解，纯水背景条件下，Cl为34.1mg/L时，30min内可分别将MC-LR(244.2mg/L)及MC-RR(193.2mg/L)降解至46.4mg/L和34.1mg/L；自然水背景条件下，Cl为3.5mg/L时，2h内可分别将MC-LR(1mg/L)及MC-RR(1mg/L)降解至0.35mg/L和0.3mg/L。
臭氧法：以臭氧为主，结合紫外线(UV)照射、过氧化氢(H2O2)等的组合技术即O3/UV、O3/H2O2、O3/H2O2/UV生成·OH，攻击藻毒素分子中的功能基团，实现降解。张可佳(张可佳，高乃云，殷娣娣等，臭氧氧化降解微囊藻毒素-LR的动力学研究[J].同济大学学报(自然科学版)，2009,37(7):919-924)使用O3浓度为0.82mg/L时，经180min，MC-LR由136.0μg/L降解至8.4μg/L。XiaoweiLiu(XiaoweiLiu,ZhonglinChen,NanZhouetal.Degradationanddetoxificationofmicrocystin-LRindrinkingwaterbysequentialuseofUVandozone[J].JournalofEnvironmentalScience,2010,22(12):1897-1902)针对100μg/L的MC-LR，采用O3/UV组合技术，在O3浓度为0.2mg/L时，5min后降至1μg/L以下；在O3浓度为0.5mg/L时，5min后降至0.1μg/L。GRETCHENDNSTAD在自然水背景下，采用臭氧预氧化/快速砂滤工艺，研究了MC-LR的去除效果，结果表明，在O3浓度为1mg/L时，MC-LR由1～1.2μg/L降至20ng/L。
高锰酸钾法：利用高锰酸钾的强氧化性，降解藻毒素。EvaM.使用ClO2对MC-LR及MC-RR进行降解，纯水背景条件下，KMnO4为39.5mg/L时，30min内可分别将MC-LR(160.1mg/L)及MC-RR(210.7mg/L)降解至14.4mg/L和29.8mg/L；自然水背景条件下，KMnO4为1.5mg/L时，2h内可分别将MC-LR(1mg/L)及MC-RR(1mg/L)降解至0.23mg/L和0.14mg/L。
光催化氧化法：采用TiO2等一些特殊的半导体材料作为催化剂，当一定能量的光照射催化剂表面时，使表面的电子分离产生电子-空穴对，并激发产生·OH，加速微囊藻毒素Adda侧链中的共轭双键断裂，从而提高光照对MC的降解速率。冯小刚等采用纳米TiO2薄膜材料，经UVA光催化120min后，MC-LR由20μg/L降至1μg/L。WillianFernandoDominguedVilela(WillianFernandoDominguesViela,AlessandroMiinllo,OdeteRochaetal.Degradationof[D-Leu]-Microcystin-LRbysolarheterogeneousphotocatalysis(TiO2)[J].SolarEnergy,2012,2746-2752)采用非均相TiO2材料，日光催化150min后，将10μg/L的MC-LR降解至1μg/L。LoraineC.V.Jacobs采用TiO2/UV光催化条件，10min内将5μg/L的MC-LR降解至0.1μg/L。对于高浓度的MC-LR，WenjuanLiao采用Ag/AgCl/TiO2纳米管阵列电极光催化技术，将1mg/L的MC-LR降解至80μg/L，时长5h；SUYaLing以自然水为背景，TiO2自然光催化降解5mg/L的MC-LR，1d后，浓度降至140μg/L。
Fenton氧化：Fenton法是Fe2+/H2O2体系在酸性条件下，Fe2+促进H2O2分解产生·OH，进而对藻毒素进行降解去除。乔瑞平采用H2O2为1.5mmol/L、Fe2+为0.1mmol/L、pH为4.18的氧化系统对MC-LR进行氧化降解，30min后MC-LR由410μg/L降至31.16μg/L。YuanZhong(YuanZhong,XiangcanJin,RuipingQiaoetal.Destructionofmicrocystin-RRbyFentonoxidation[J].JournalofHzaardousMaterials,2009,167:1114-1118)采用上述相同氧化系统对MC-RR进行氧化研究，结果表明，30min内可将MC-RR由1.45mg/L降至14.5μg/L。
H2O2法：H2O2法是在UV等催化条件下，生成·OH，从而实现对藻毒素的氧化降解。梁志霞(梁志霞，梁文艳，许佳.UV和UV/H2O2对藻毒素MCLR降解及脱毒的研究[J]。环境科学与技术，2010,33(6E):97-100)采用H2O2/UV组合工艺，对104.6μg/L的MC-LR进行降解，H2O2为1.5mmol/L、UV＝100μW/cm2条件下，15min后降解效率达到100％。LeiLi采用H2O2/UV组合工艺，在H2O2为2mmol/L、UV＝153μW/cm2条件下，对0.15mg/L的MC-LR进行氧化降解，32min后，降解效率＞95％，残余MC-LR浓度为7.5μg/L。
电化学法：电化学氧化主要是基于以掺硼金刚石(BDD)为电极、NaCl/Na2SO4或其他为电解液，通过电解产生强氧化能力的氧化技术。NamTran(NamTran,PatrickDrogui.Electtochemicalremovalofmicrocystin-LRfromaqueoussolutioninthepresenceofnatureorganicpollutants[J].JournalofEnvironmentalManagement,2013,114:253-260)等研究了以Ti/BDD为阳极、电解液Na2SO4为0.2g/L、电流密度为38mA/cm2时，60min内可将12.5μg/L的MC-LR及5mg/L腐殖酸同时降解，降解效率为97.7％，MC-LR为0.29μg/L。ChunyongZhang针对0.5mg/L的MC-RR，研究了以BDD为阳极、电解液NaCl为20mmol/L、电流密度为18.2mA/cm2、pH为3.23时的降解效果，结果表明，降解时间分别为30、60min时，残余MC-RR浓度分别为66、7.5μg/L，降解时间为120min时，降解效果可达100％。
等离子体氧化：HongZhang采用辉光放电等离子体氧化技术，在以纯水为背景条件下，10min内可将MC-LR由2000μg/L降解至100μg/L。HongZhang(HongZhang,LinfangYang,ZengliangYuetal.InactivationofMicrocystisaertuginosabyDCglowdischargeplasma:Impactsoncellintegrity,pigmentcontentsandmicrocystinsdegradation[J].JournalofHazardousMaterials,2014,268:33-42)继续以直流辉光放电等离子体氧化技术，在以纯水为背景条件下，同时氧化107cells/mL的铜绿微囊藻及3.89mg/L的MC-LR，经20min后，铜绿微囊藻去除率约为85％，MC-LR降至2.51mg/L。
高级氧化技术作为一种高效降解高稳定有机物的深度处理技术，在国内外饮用水、污水处理领域被广泛应用。但是这些高级氧化技术在去除藻毒素方面各有优势，对不同水源地的MCs处理效能也有差异。如何高效快速稳定去除高藻水体中的藻毒素，且无二次污染残留，是目前水处理技术所面临的挑战。
发明内容
本发明的目的在于提供一种羟基自由基去除水中藻毒素的方法。
本发明的另一目的在于提供一种羟基自由基去除水中藻毒素的装置。
所述羟基自由基去除水中藻毒素的方法，包括以下步骤：
1)启动高频高压电源，对氧等离子体发生源施加外加激励电压，原料气通过管路进入氧等离子体发生源，进行电离、离解，生成氧等离子体气体，生成的氧等离子体气体从氧等离子体发生源出口，一部分经过管路通入氧等离子体气体浓度检测仪，检测氧等离子体气体浓度，其余进入高压射流器；
2)含藻毒素的待处理水，经液体流量计由泵泵入高压射流器，与进入高压射流器的氧等离子体气体进行气液混溶后，再流入到气液混溶器进一步混溶，未溶解于水中的氧等离子体气体通过气液分离器和剩余气体消除器热分解成O2排放；氧等离子体气体经过一系列水射流空化动力学及等离子体化学反应过程在主管路中生成羟基自由基，在一系列混溶过程及主管路的输运中，羟基自由基在生成的同时，迅速氧化降解藻毒素，时间在0.1ms～6s，不产生消毒副产物，剩余的·OH分解成对环境无害的H2O、O2，整个反应过程在输运含藻毒素水体的主管路中完成。
在步骤1)中，所述高频高压电源的功率为100～400W；所述原料气可采用氧气或空气等，原料气的进气流量可为0.03～6.0m3/h；所述管路采用聚四氟乙烯管路；所述的电离、离解气体分子是由大气压微流注与微辉光交替协同强电离放电中进行的，通过改变放电间隙、外加激励功率、临界电场强度、高能电子占有率，及氧气进气量等调控氧等离子体气体的浓度和各种活性粒子的比例，特别是O2 +浓度；系统循环冷却水温度可为5～10℃，放电间隙可为0.1～0.25mm；所述氧等离子体气体的浓度可为80～300mg/L，氧等离子体气体包括O2 +、O、O+、O(3P)、O(1D)、O2(a1Δg)和O3等，其中O2 +是生成·OH的关键活性粒子；所述通入氧等离子体气体浓度检测仪的气体流量可为0.1～0.5L/min。
在步骤2)中，所述生成羟基自由基的浓度可通过氧等离子体气体浓度、气液体积比、氧等离子体气体的平衡分压、水体温度调控；氧等离子体气体与水按体积比可为1∶(3～6)。
所述羟基自由基去除水中藻毒素的装置，设有氧等离子体发生源、高频高压电源、等离子体诊断设备、氧等离子体气体浓度检测仪、泵、气液高压射流器、气液混溶器、气液分离器、剩余气体消除器、总氧化剂TRO检测仪；
所述氧等离子体发生源的进气口外接原料气源，高频高压电源与氧等离子体发生源连接，等离子体诊断设备与氧等离子体发生源电连接，氧等离子体发生源的等离子体输出端分别接氧等离子体气体浓度检测仪和气液高压射流器，泵的入水口外接水源，泵的出水口接气液高压射流器的入水口，气液高压射流器的出口接气液混溶器的入口，气液混溶器的出口接气液分离器的入口，气液分离器的未溶解于水中的氧等离子体气体出口通过剩余气体消除器热分解成O2排放，气液分离器的氧等离子体气体出口接主管路，经羟基自由基处理后的水体从主管路送出；在主管路末端设有总氧化剂TRO检测仪。
所述氧等离子体发生源与原料气源之间可依次设有第1阀门、第1压力表和第1流量计；所述氧等离子体发生源与气液高压射流器之间可设有第2阀门；所述泵与水源之间可设有第3阀门，在泵与气液高压射流器之间可设有第流量计，在气液分离器与总氧化剂TRO检测仪之间可设有第2压力表。
所述羟基自由基处理水中藻毒素的装置，对于10～1000μg/L以下藻毒素，所需总氧化剂TRO阈值浓度在0.2～3.0mg/L，处理后微囊藻毒素-LR浓度<1μg/L，达到国家《生活饮用水卫生标准》(GB5479-2006)。
本发明利用大气压强电离放电的物理方法，将O2电离、离解成高浓度氧等离子体O2 +、O、O+、O(3P)、O(1D)、O2(a1Δg)和O3，其气体浓度达到80～300mg/L，其中O2 +是生成·OH的关键活性粒子。氧等离子体气体通过高压水射流方法高传质效率的混溶于水中，通过一系列水射流空化动力学和等离子体化学反应过程生成·OH，生成·OH时间仅为0.1ms～1s。在水中O2 +与H2O反应生成·OH，H2O在高压射流下生成·OH，进而生成H2O2，H2O2浓度可达0.58mg/L，反应体系中直接生成H2O2无需另外投加。H2O2与HO2 ˉ是可逆反应，HO2 ˉ是重要的羟基引发剂，O3在HO2 ˉ作用下大量地生成·OH，生成·OH浓度可达100μmol/L，生成总氧化剂浓度TRO在1～30mg/L。
氧等离子体气体通过气液高压射流器射流进入主管路时生成的总氧化剂溶液，在主管路及气液混溶器中快速氧化降解水中藻毒素，所需时间在0.1ms～6s，不产生消毒副产物，剩余的·OH分解成对环境无害的H2O、O2，整个反应过程在输运含藻毒素水体的主管路中进行。处理后藻毒素浓度<1μg/L，达到国家《生活饮用水卫生标准》(GB5479-2006)。
本发明的气液混溶器，重点解决了水射流空化气液混溶难题，大幅提高气液传质效率，优化混溶工艺模式和参数，强化氧等离子体与水激励生成·OH的效果，省去体积庞大的曝气鼓泡塔等。
本发明通过氧等离子体发生源模块并列组合的数量，气体放电功率、氧气进气量等参数来调控氧等离子体气体的浓度；TRO浓度由氧等离子体气体浓度、气液体积比、氧等离子体气体的平衡分压和水体温度来调控；总氧化剂TRO的注入浓度由待处理水中的藻毒素浓度，病原微生物等水质状况来确定；在输运的管道中·OH对水中藻毒素进行规模化快速氧化降解。
本发明的技术效果和优点是：①氧等离子体气体在水射流空化动力学及等离子体化学形成极端反应条件下高效生成了·OH，在气液混溶过程中·OH规模化快速氧化降解藻毒素，时间在0.1ms～6s；处理后藻毒素浓度低于1μg/L，②在去除致嗅物质的同时，·OH可氧化降解其它有机污染物、杀菌消毒、净化水体，处理后不产生消毒副产物，达到国家《生活饮用水卫生标准》(GB5479‐2006)；③整个处理过程可在输运微污染水或废水的管道中完成；④采用本方法研制的设备，实施简单、高效、对环境无负面效应，且运行成本低、占地面积小，为高级氧化技术工程化应用提供了实用性设备。
附图说明
图1为本发明所述羟基自由基去除水中藻毒素的装置实施例的结构组成示意图。
具体实施方式
以下实施例将结合附图对本发明作进一步的说明。
参见图1，所述羟基自由基去除水中藻毒素的装置实施例，设有氧等离子体发生源4、高频高压电源5、等离子体诊断设备6、氧等离子体气体浓度检测仪7、泵9、气液高压射流器11、气液混溶器12、气液分离器13、剩余气体消除器14、总氧化剂TRO检测仪15。
所述氧等离子体发生源4的进气口外接原料气源，高频高压电源5与等氧等离子体发生源4连接，等离子体诊断设备6与氧等离子体发生源4电连接，氧等离子体发生源4的等离子体输出端分别接氧等离子体气体浓度检测仪6和气液高压射流器11，泵9的入水口外接水源，泵9的出水口接气液高压射流器11的入水口，气液高压射流器11的出口接气液混溶器12的入口，气液混溶器12的出口接气液分离器13的入口，气液分离器14的未溶解于水中的氧等离子体气体出口通过剩余气体消除器14热分解成O2排放，气液分离器13的氧等离子体气体出口接主管路，经羟基自由基处理后的水体从主管路送出；在主管路末端设有总氧化剂TRO检测仪15。
所述氧等离子体发生源4与原料气源之间可依次设有第1阀门01、第1压力表21和流量计3；所述氧等离子体发生源4与气液高压射流器11之间可设有第2阀门02；所述泵9与水源之间可设有第3阀门03，在泵9与气液高压射流器11之间可设有液体流量计10，在气液分离器13与总氧化剂TRO检测仪15之间可设有第2压力表22。
以下给出羟基自由基去除水中藻毒素的方法：
1)启动高频高压电源5，对氧等离子体发生源4施加外加激励电压，原料气A通过管路进入氧等离子体发生源4，进行电离、离解，生成氧等离子体气体，生成的氧等离子体气体从氧等离子体发生源4出口，一部分经过管路通入氧等离子体气体浓度检测仪7，检测氧等离子体气体浓度，其余进入高压射流器11；所述高频高压电源的功率可为50～300W，所述原料气可采用氧气或空气等；所述管路可采用聚四氟乙烯管路；所述电离、离解，是在放电间隙中发生的微流注与微辉光交替协同的大气压强电离放电，调节进气流量为0.03～0.2m3/h，系统循环冷却水温度为5～10℃，放电间隙为0.1～0.25mm；所述氧等离子体气体的浓度为80～300mg/L，氧等离子体气体包括O2 +、O、O+、O(3P)、O(1D)、O2(a1Δg)和O3等，其中O2 +是生成·OH的关键活性粒子；所述一部分经过管路通入氧等离子体气体浓度检测仪的气体流量可为0.1～0.5L/min。
2)含藻毒素的水，经液体流量计10由泵9泵入高压射流器11，与进入高压射流器11的氧等离子体气体进行气液混溶后，再流入到气液混溶器12进一步混溶，未溶解于水中的氧等离子体气体通过气液分离器13和剩余气体消除器14热分解成O2排放；氧等离子体气体经过一系列水射流空化动力学及等离子体化学反应过程在主管路中生成羟基自由基，在一系列混溶过程及主管路的输运中，羟基自由基在生成的同时，迅速氧化降解藻毒素，时间在0.1ms～6s，不产生消毒副产物，剩余的·OH分解成对环境无害的H2O、O2，整个反应过程在输运含藻毒素水体的主管路中完成；所述生成羟基自由基的浓度可通过氧等离子体气体浓度、气液体积比、氧等离子体气体的平衡分压、水体温度调控；氧等离子体气体与水按体积比可为1∶(3～6)。
以下给出羟基自由基处理水中微囊藻毒素-LR的化学反应过程：
微囊藻毒素-LR是毒性最强、危害最广泛的藻毒素之一。羟基自由基氧化降解微囊藻毒素-LR的基本过程如下。(1)·OH首先攻击微囊藻毒素-LR分子ADDA基团中的不饱和键，氧化生成二羟基-微囊藻毒素-LR或酮类-微囊藻毒素-LR大分子；(2)在·OH作用下，含有苯环的长链与肽环迅速断开，生成含有苯环的羧酸、酮类肽环有机物和醛类肽环有机物；(3)含有苯环的羧酸迅速被·OH氧化为羟基苯类化合物；(4)·OH攻击羟基苯类化合物，打开苯环，将其氧化为链状羧酸类化合物，最后氧化为为CO2和H2O；(5)·OH攻击酮类肽环有机物和醛类肽环有机物，使肽环打开，并将其氧化为氨基酸类化合物；(6)氨基酸类化合物被·OH氧化为CO2和水。终上所述，羟基自由基作为氧化能力强、作用时间短的强氧化剂，能够迅速逐级氧化降解微囊藻毒素-LR大分子有机物，并实现完全矿化。
以下给出水中藻毒素的检测方法：
水体中藻毒素检测采用高效液相色谱法。分析步骤按照《水中微囊藻毒素的测定》(GB20466-2006)执行。分析色谱条件如下：进样量为10μL；流速为0.7mL/min；色谱柱温度为35℃；色谱柱为C18反相色谱柱；检测器为二极管阵列检测器，检测波长为238nm；流动相为乙腈和水的混合物，其体积比为38:62，流动相中添加0.04％的三氟乙酸；样品分析时间为15min。
以下给出具体实施例：
含藻毒素的微污染水8取自某水库，经添加产毒藻株得到，其藻密度为5.1×108cells/L，微囊藻毒素-LR为42.8μg/L。水体由泵9注入系统、水流速度为4L/min，经高压射流器11、气液混溶器12、和气液分离器13的同时，迅速生成以羟基自由基为主体的氧等离子体溶液，其总氧化剂浓度TRO为1.38mg/L。出水口16处出水藻密度为＜104cells/L，微囊藻毒素-LR为0.1μg/L。该处理方法的除藻率接近100％，藻毒素可降至饮用水安全范围值1.0μg/L以内。

Claims (7)

1.一种羟基自由基去除水中藻毒素的方法，其特征在于包括以下步骤：
1)启动高频高压电源，对氧等离子体发生源施加外加激励电压，原料气通过管路进入氧等离子体发生源，进行电离、离解，生成氧等离子体气体，生成的氧等离子体气体从氧等离子体发生源出口，一部分经过管路通入氧等离子体气体浓度检测仪，检测氧等离子体气体浓度，其余进入高压射流器；所述高频高压电源的功率为100～400W；所述原料气采用氧气或空气，原料气的进气流量为0.03～6.0m3/h；所述管路采用聚四氟乙烯管路；所述通入氧等离子体气体浓度检测仪的气体流量为0.1～0.5L/min；
2)含藻毒素的待处理水，经液体流量计由泵泵入高压射流器，与进入高压射流器的氧等离子体气体进行气液混溶后，再流入到气液混溶器进一步混溶，未溶解于水中的氧等离子体气体通过气液分离器和剩余气体消除器热分解成O2排放；氧等离子体气体经过一系列水射流空化动力学及等离子体化学反应过程在主管路中生成羟基自由基，在一系列混溶过程及主管路的输运中，羟基自由基在生成的同时，迅速氧化降解藻毒素，时间在0.1ms～6s，不产生消毒副产物，剩余的·OH分解成对环境无害的H2O、O2，整个反应过程在输运含藻毒素水体的主管路中完成。
2.如权利要求1所述一种羟基自由基去除水中藻毒素的方法，其特征在于在步骤1)中，所述电离、离解气体分子是由大气压微流注与微辉光交替协同强电离放电中进行的，通过改变放电间隙、外加激励功率、临界电场强度、高能电子占有率，及氧气进气量调控氧等离子体气体的浓度和各种活性粒子的比例；系统循环冷却水温度为5～10℃，放电间隙为0.1～0.25mm。
3.如权利要求1所述一种羟基自由基去除水中藻毒素的方法，其特征在于在步骤1)中，所述氧等离子体气体的浓度为80～300mg/L，氧等离子体气体包括O2 +、O、O+、O(3P)、O(1D)、O2(a1Δg)和O3。
4.如权利要求1所述一种羟基自由基去除水中藻毒素的方法，其特征在于在步骤2)中，所述生成羟基自由基的浓度通过氧等离子体气体浓度、气液体积比、氧等离子体气体的平衡分压、水体温度调控。
5.如权利要求1所述一种羟基自由基去除水中藻毒素的方法，其特征在于在步骤2)中，所述氧等离子体气体与水按体积比为1∶(3～6)。
6.一种羟基自由基去除水中藻毒素的装置，其特征在于设有氧等离子体发生源、高频高压电源、等离子体诊断设备、氧等离子体气体浓度检测仪、泵、气液高压射流器、气液混溶器、气液分离器、剩余气体消除器、总氧化剂TRO检测仪；
所述氧等离子体发生源的进气口外接原料气源，高频高压电源与氧等离子体发生源连接，等离子体诊断设备与氧等离子体发生源电连接，氧等离子体发生源的等离子体输出端分别接氧等离子体气体浓度检测仪和气液高压射流器，泵的入水口外接水源，泵的出水口接气液高压射流器的入水口，气液高压射流器的出口接气液混溶器的入口，气液混溶器的出口接气液分离器的入口，气液分离器的未溶解于水中的氧等离子体气体出口通过剩余气体消除器热分解成O2排放，气液分离器的氧等离子体气体出口接主管路，经羟基自由基处理后的水体从主管路送出；在主管路末端设有总氧化剂TRO检测仪。
7.如权利要求6所述一种羟基自由基去除水中藻毒素的装置，其特征在于所述氧等离子体发生源与原料气源之间依次设有第1阀门、第1压力表和第1流量计；所述氧等离子体发生源与气液高压射流器之间设有第2阀门；所述泵与水源之间设有第3阀门，在泵与气液高压射流器之间设有液体流量计，在气液分离器与总氧化剂TRO检测仪之间设有第2压力表。
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