氢气压力和进水流速对氢基质生物膜反应器同步去除溴酸盐和高氯酸盐的影响

林华; 孙戬; 张学洪; 李海翔

doi:10.12030/j.cjee.201811117

氢气压力和进水流速对氢基质生物膜反应器同步去除溴酸盐和高氯酸盐的影响

1.
桂林理工大学环境科学与工程学院，桂林 541006
2.
广西环境污染控制理论与技术重点实验室，桂林 541006

作者简介: 林华(1984—)，男，博士，副教授。研究方向：水污染控制理论与技术。E-mail：linhua@glut.edu.cn

通讯作者: 李海翔(1984—)，男，博士，副教授。研究方向：饮用水深度处理技术。E-mail：lihaixiang0627@163.com

基金项目:
国家自然科学基金资助项目(51878197，51768012)；广西自然科学基金资助项目(2016GXNSFAA380204，2016GXNSFBA380207)
中图分类号: X703

Effects of hydrogen pressure and influent flow rate on simultaneous removal of bromate and perchlorate in a hydrogen-based membrane biofilm reactor

1.
College of Environmental Science and Engineering, Guilin University of Technology, Guilin 541006, China
2.
Guangxi Key Laboratory of Environmental Pollution Control Theory and Technology, Guilin 541006, China

Corresponding author: LI Haixiang, lihaixiang0627@163.com

摘要: 为了考察氢基质生物膜反应器(MBfR)中氢气压力和进水流速对溴酸盐( ${\rm{BrO}}_3^ -$ )和高氯酸盐( ${\rm{ClO}}_4^ -$ )同步去除的影响，基于短期系列实验，研究了不同氢气压力和进水流速下 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 的去除效率、去除通量、当量电子转移通量及还原反应动力学。结果表明：氢气压力从0.02 MPa提高至0.08 MPa时， ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 的去除率分别升高了12.5%和17.2%，去除通量分别升高了0.001 2 g·(m²·d)⁻¹和0.002 g·(m²·d)⁻¹，但 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 去除率并未随氢气压力持续升高而呈线性升高趋势；当进水流速从1.0 mL·min⁻¹提高至4.0 mL·min⁻¹时， ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 的去除通量由0.005 g·(m²·d)⁻¹和0.006 g·(m²·d)⁻¹分别升高至0.014 g·(m²·d)⁻¹和0.017 g·(m²·d)⁻¹，但 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 的去除率分别从98.4%和98.1%降低至69.7%和71.1%，这说明加快进水流速可导致 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 的去除率明显降低；结合还原反应动力学研究，MBfR运行效能最佳的氢气压力和进水流速分别为0.04~0.06 MPa和2.0 mL·min⁻¹。生物膜当量电子转移通量分析表明，反硝化对电子供体(氢气)的竞争性抢夺比 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 还原更加激烈；还原反应动力学级数揭示了 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 还原对进水流速加快的敏感性比氢气压力变化更加强烈。为了获得更高的污染物去除效能，可以适当控制进水流速和水中共存 ${\rm{NO}}_3^{-}$ -N的竞争性抑制。
- 氢基质生物膜反应器 /
- 溴酸盐 /
- 高氯酸盐 /
- 氢气压力 /
- 进水流速
Abstract: In order to investigate the effects of hydrogen pressure and influent flow rate on simultaneous removal of bromate ( ${\rm{BrO}}_3^ -$ ) and perchlorate ( ${\rm{ClO}}_4^ -$ ) in a hydrogen-based membrane biofilm reactor (MBfR), the variations of removal efficiency, removal flux, equivalent electron transfer flux and reduction kinetics of ${\rm{BrO}}_3^ -$ and ${\rm{ClO}}_4^ -$ were studied based on the sequential batch short-term experiments. The results show that, when the hydrogen pressure increased from 0.02 MPa to 0.08 MPa, the removal rates of ${\rm{BrO}}_3^ -$ and ${\rm{ClO}}_4^ -$ increased by 12.5% and 17.2%, and the removal fluxes increase by 0.0012 g·(m²·d)⁻¹ and 0.002 g·(m²·d)⁻¹, respectively. However, the removal efficiencies of ${\rm{BrO}}_3^ -$ and ${\rm{ClO}}_4^ -$ did not increase linearly with the continuous increase of hydrogen pressure. When the influent flow rate increased from 1.0 mL·min⁻¹ to 4.0 mL·min⁻¹, the removal fluxes of ${\rm{BrO}}_3^ -$ and ${\rm{ClO}}_4^ -$ increased from 0.005 g·(m²·d)⁻¹ and 0.006 g·(m²·d)⁻¹ to 0.014 g·(m²·d)⁻¹ and 0.017 g·(m²·d)⁻¹, but the removal efficiencies of ${\rm{BrO}}_3^ -$ and ${\rm{ClO}}_4^ -$ decreased from 98.4% and 98.1% to 69.7% and 71.1%, respectively, and these indicated that accelerating the flow rate of the reactor significantly decreased ${\rm{BrO}}_3^ -$ and ${\rm{ClO}}_4^ -$ removal. Based on the study of reduction kinetics, the optimal hydrogen pressure and influent flow rate of MBfR were 0.04~0.06 MPa and 2.0 mL·min⁻¹, respectively. Analysis of the biofilm equivalent electron transfer flux showed that denitrification could more strongly capture electron donor (H₂) than ${\rm{BrO}}_3^ -$ or ${\rm{ClO}}_4^ -$ reduction. The results of analysis of reduction orders revealed that the sensitivity of ${\rm{BrO}}_3^ -$ and ${\rm{ClO}}_4^ -$ reduction to influent flow rate was stronger than that to hydrogen pressure. In order to achieve a higher removal of pollutants, the influent flow rate and competitive inhibition of nitrate in water needs to be properly controlled.
- hydrogen-based membrane biofilm reactor /
- bromate /
- perchlorate /
- hydrogen pressure /
- influent flow rate

环境污染治理包括防治在生产建设或其他活动中产生的废气、废水、废渣、医疗废物、粉尘、恶臭气体、放射性物质等污染物，以及降低噪声、振动、光辐射、电磁辐射等对人体与环境的危害。其中，工业污染治理是环境污染治理的重点内容。燃油燃气锅炉、焦化、玻璃、陶瓷、水泥、垃圾焚烧、危废、酸洗、燃气发电等行业会排放大量气态硫化物、氮化物和汞，造成生态环境持久破坏，并危害人体健康，引起急、慢性中毒和致癌、致畸等远期危害^[1]。现有的气体污染物净化方法包括：催化氧化还原、催化燃烧、利用吸收和吸附等^[2]。然而，由于环境污染的复杂性，这些技术都不同程度地存在净化不彻底、投资成本高、操作复杂、回收率低、能耗高等缺点^[2]，也可能产生二次污染，所以需要探索和开发新技术、新方法，解决现有技术的问题。除反应机理和条件外，引入外加场也是提高反应效率和改善性能的方法，如引入磁场、电场等外加场会影响反应过程，并提高去除效率。

磁场是一种特殊物质，也是一种能量场，已被化学家和物理学家广泛应用于化学和物理控制过程。永磁铁或电磁铁在空间上产生磁场强度较为均匀的磁场。电子的运动伴生着磁场，磁性来自电子的运动，物质中带电粒子的运动形成物质的元磁矩。当这些元磁矩取向有序时，便形成了物质的磁性。通常物质的磁性分为顺磁性、抗磁性以及铁磁性^[3]。顺磁性物质具有固定磁矩，在外加磁场中呈现微弱磁性，并产生与外加磁场同方向的附加磁场，能被磁体轻微吸引。抗磁性物质在外加磁场中呈现微弱磁性，并产生与外加磁场反方向的附加磁场，能被磁体轻微排斥。抗磁性在所有物质中都存在，由于抗磁性极其微弱，故常常被掩盖。铁磁性物质在外加磁场中呈现很强的磁性，并产生与外加磁场同方向的附加磁场，能被磁体强烈吸引，具有磁矩的分子表现为顺磁性，外磁场会影响磁性分子的取向，亦即影响反应体系的熵^[4-5]。磁场能有效控制某些反应的速率，影响反应历程^[6]。由经典电磁理论，磁场会对运动的化学粒子产生洛仑兹力。仅从能量看，磁场提供的能量较热运动的能量，不足以影响化学反应。但量子力学认为，化学反应还取决于化学粒子的电子自旋，磁场会影响化学反应粒子未成对电子的自旋状态，改变反应体系的熵，从而影响化学反应的进程和结果。磁场对化学反应影响是量子力学效应和磁流体力学效应之一或共同作用的结果^[7]。有关磁场效应(磁场效应主要来自量子效应、磁热力学效应、磁矩、洛伦兹力、法拉第力、涡流和能量输入)的研究也是一个重要领域^[8-9]。磁场的这些特性逐渐被研究开发，因提升了污染物处理效果和去除效率，而被运用于工业废气和废水处理、分选、高分子聚合以及催化剂制备等领域，成为一种新型污染控制技术。

近年来，利用磁场对磁性物质力的作用、对水中污染物的高能破坏作用和对微生物生长和酶活性的正向刺激作用，实现工业废水中污染物的去除已有一些研究进展^[10]。在分选中利用其本身作用力，与磁场相互作用，受到转磁力矩和平动磁力而产生粒子聚集现象(粒子间磁偶极子力、拖曳力、布朗力、引力和范德华力)，可实现杂质颗粒快速便捷分离和废物循环利用^[11-13]。磁场在以自由基反应占主导地位的高分子聚合领域获得了一定成果，获得了产率高、分子量高且分布较窄的高聚物，且聚合物结晶度、大分子链的规整性、热性等都因磁场得到有效控制^[14-16]。然而，磁场对工业废气污染的治理还未得到总结，目前磁场在废气治理研究方面，更多集中在废气脱硫脱硝和脱汞。

磁场应用于水处理的研究早已兴起，而利用磁场处理工业废气的研究发展缓慢。最开始，陈凡植等^[17]使用高梯度磁分离器处理氧气顶吹转炉和电弧炼钢炉产生的烟尘，取得较好的粉尘去除效果。俞明等^[18]研究发现磁场运用于汽车尾气中能够对HC及CO排放量和燃油经济性有一定改善。朱传征等^[19]发现，常压下磁场能够提高合成氨反应的反应速率和转化率。随着研究人员对磁场去除污染物影响规律和作用机理的研究深入，磁场应用于工业废气处理有了一定的发展。本文介绍磁场对二氧化硫、氮氧化物和汞这3种气体污染物去除的影响效果和作用机理，为实际利用磁场治理工业废气提供理论和技术参考，为工业废气净化应用研究提供新思路与方向。

1. 利用磁场处理工业废气中的SO₂

含硫工业废气源是导致雾霾和酸雨问题的一个重要因素。除硫方法主要分为干法、湿法、半干法等。近年来，出现了在反应器外部加磁场对颗粒磁性材料进行的气固流化，以磁流化床(magnetically fluidized bed，MFB)为反应器的半干式烟气脱硫(fiuidizedbedgas des，FGD)系统^[20]。该技术克服了干法和湿法的局限，具有脱硫反应速度快、脱硫效率高，无污水废酸排出、脱硫后产物易于处理，适应范围广，投资、运行成本低等优点，成为MFB在FGD工艺(石灰石或石灰为吸收剂的强制氧化湿式脱硫方式)中的新应用。早在20世纪80年代，WYLOCK等^[21]就概念性地提出了逆流MFB，并用于连续吸收分离纯化乙烯、低温植物气、天然气和烟气等气体的方法，并在实验上进行了验证，成功推动MFB在烟气脱硫过程中的应用，以下将从MFB反应器处理SO₂的吸收过程，磁助脱硫机理和磁助脱硫影响因素几个方面详细介绍。

1.1 磁助脱硫机理

反应塔是由不锈钢柱组成的磁性流化床，石灰浆作为吸收剂被连续地喷入反应器中，反应装置如图1所示^[22]。铁磁粒子表面SO₂的吸收过程^[22]如图1所示。气相中的SO₂向铁磁粒子表面覆盖的液相扩散，溶解和电离SO_x²⁻液膜。SO₂溶解度高，而H₂SO₃电离度低。同时，Ca(OH)₂分子向液相扩散。它在液体膜中溶解并电离成Ca²⁺，Ca(OH)₂的溶解度较低，而电离度较高。SO_x²⁻和Ca²⁺在液膜中扩散，并立即反应。这些积极和消极的电离相遇，密度下降为零。因此，H₂SO₃电离度和Ca(OH)₂溶解度成为控制液膜中离子迁移的主要因素，从而控制脱硫效率^[23]。H₂SO₃增强电离，转让SO_x²⁻于液相中，使液膜变薄。另一方面，有外部磁场时，液相Ca²⁺密度和液膜中Ca²⁺密度梯度增大，从而促进了液膜中Ca²⁺的转移，中和反应界面向气液界面移动，从而改善硫与吸附剂之间的传质，提高了脱硫效率^[22]。

图 1 FGD实验流程图

Figure 1. FDG Experimental flow chart

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一般来说，外加磁场强度的增加可以提高脱硫效率。实验中，外加磁感应强度由9 T增加到40 T，SO₂去除效率提高近30%。一方面由于磁场会影响气固流化床铁磁颗粒的运动，随着磁场的增大，MFB的流动状态由“气泡床”变为“磁稳定床”；铁磁颗粒分布较好^[24]，附着在其表面的液滴越多；与烟气发生反应，脱硫产物在其表面聚集越多，反应后比表面积越大，从而使烟气和石灰充分有效接触。另一方面，磁场改善了S(IV)的氧化，液相中催化氧化S(IV)生成S(VI)，导致SO₂溶解度增加；从而增强SO₂与Ca(OH)₂的反应，促进了铁磁颗粒表面液膜中硫及其吸附剂之间的传质，SO₂去除效率提高。具体反应见式(1)~式(4)所示。

${\rm{S}}{{\rm{O}}_2} + {{\rm{H}}_2}{\rm{O + }}{{\rm{H}}_{\rm{2}}}{\rm{S}}{{\rm{O}}_{\rm{3}}} \to {\rm{2HSO}}_3^ - + 2{{\rm{H}}^ + } + \to {\rm{2SO}}_3^{2 - } + 4{{\rm{H}}^ + }$

$(1)$

$2{{\rm{H}}^ + } + {\rm{Fe}} \to 2{\rm{F}}{{\rm{e}}^{2 + }} + {{\rm{H}}_2}$

$(2)$

${\rm{HSO}}_3^ - + \frac{1}{2}{{\rm{O}}_2} \to {\rm{SO}}_4^{2 - } + {{\rm{H}}^ + }$

$(3)$

${\rm{SO}}_3^{2 - } + \frac{1}{2}{{\rm{O}}_2} \to {\rm{SO}}_4^{2 - }$

$(4)$

图 2 有无磁场影响的单个铁磁粒子表面液膜传质过程的比较

Figure 2. Comparison of individual ferromagnetic particles surface film mass transfer process with magnetic field or not

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1.2 磁助脱硫的影响因素

1)铁磁粒子。在MFB脱硫过程中，铁磁颗粒本身也参与脱硫，而铁磁颗粒不仅可作为石灰浆液在类似石英颗粒上的沉淀平台，还参与脱硫反应。微量铁磁粒子溶解在水相中产生铁离子，Fe³⁺通过催化剂自氧化引发的自由基机制催化S⁴⁺氧化为S⁶⁺。ZHANG等^[25]利用磁流化床脱除SO₂，铁磁颗粒代替石英颗粒对SO₂的去除率比石英颗粒高14%，且随其平均粒径的增大，去除率降低。

2)磁感应强度。外加磁场对流化床物理状态有不同程度影响。随着磁场的增强，磁流化床经历了3个阶段：在鼓泡流化状态下，床层压降不稳定，脱硫效率低；在磁稳流化状态下，床层压降小，脱硫效率快速提高；在磁聚状态下，床层压降较大，脱硫效率提高。ZHANG等^[25]发现随着磁感应强度的增加，反应后铁磁粒子比表面积增大，磁感应强度为0、10、20 T时，反应前后比表面积之比分别为1.96、2.2、5.5，铁磁颗粒表面的形貌变得疏松，降低液相传质阻力，促进了流化床内的气固接触。张琦等^[26]研究磁流化床脱硫过程中外加磁场对脱硫副产物影响时发现，在没有磁场的情况下，铁磁粒子表面会形成一个副产物的固体壳层，一旦固体壳层开始形成，随着液相传质阻力的大幅增加，SO₂的吸收率急剧下降。在磁场的作用下，析出副产物团聚在一起，不能形成固体壳体，从而降低液相传质阻力，提高脱硫效率。另外，外加磁强度的增加不仅可以提高脱硫效率，对脱硫产物成分也有影响。实验中，当外加磁感应强度为0时，CaSO₃衍射强度最大，说明其在反应产物中占主导地位。而当磁感应强度为40 T时，CaSO₃在脱硫产物中只占很小比例，而CaSO₄的衍射强度在所有成分中最高，已成为产品的主要成分。即外加磁场可以促进S(IV)的氧化，使更多的H₂SO₃和CaSO₃分子转化为H₂SO₄和CaSO₄。由于CaSO₄·2H₂O溶解度高于CaSO₃·0.5H₂O，石灰颗粒可溶性面积增大，溶解的石灰颗粒增多^[25]。

3)磁场种类。磁场对除硫效果显著，但不同种类磁场去除机理也有所不同。在这里主要介绍直流磁场和交流磁场的不同。ZHANG等^[25]发现提高直流磁场强度能提高Fe(II)和Fe(III)在S(IV)氧化反应中的催化活性，从而提高脱硫反应速率。当直流磁场应用于实际工业脱硫中，在90 T磁感应强度下，对于314 mg·m⁻³SO₂气体和1 145 mg·m⁻³CO气体，获得了100%的去除率^[27]。而交流磁场对SO₂的去除则有不同作用。交流磁场会引起电子回旋和漂移运动，使气隙空间中的剩余时间更长，增强电子能量和电物理化学作用，有效去除污染物气体。

2. 利用外加磁场处理NO_x

氮氧化物(NO_x)是大气主要污染物之一。目前，比较成熟的烟气脱硝技术主要为选择性催化还原、选择性非催化还原和SNCR/SCR组合技术。其中，选择性催化还原脱硝效率可达90%，属于较成熟的烟气脱硝技术，但仍然存在着缺点。按脱硝剂和脱硝反应产物的状态可以分为干法、湿法两类。利用磁场处理NO_x，可从新角度研究对污染物的作用机理，将成为未来的研究方向。

利用磁场处理NO_x可影响化学反应的过程和结果^[28]，如反应与速率、取向、性质和结构，以及反应动力学等。在SCR中，反应速率、反应温度与SCR反应活化能有关，故将磁场用于SCR反应可增加反应活化能，提高SCR对中低温NO的脱除效率。BUSCA等^[29-30]和RAMIS等^[31]证明了温度为600 K时，外加磁场后SCR脱硝性能较好；APOSTOLESCU^[32]发现以ZrO₂为载体负载Fe₂O₃的SCR系统进行烟气脱硝，275 ℃时去除率可达90%，320~365 ℃可达到完全去除；LARRUBIA等^[33]研究了负载铁氧化物的TiO₂用于磁助SCR系统的烟气脱硝，负载率为6%时效果较好；YAMAZAKI等^[34]发现纯Fe₂O₃在催化脱硝中具有中等活性，且Fe₂O₃表现出较好的热稳定性，580 ℃下负载6.6%Fe₂O₃的Pt/Ba/(Al₂O₃-CeO₂-Fe₂O₃)催化剂对NO去除率可达85%。以上研究表明，金属铁及其氧化物对NO的去除具有较好活性，故MFB能用于中低温状态下的NO_x处理。以下主要介绍利用MFB处理NO_x的4种主要机理。

2.1 磁场对自由基的影响

YAO等^[35]利用MFB磁性Fe₂O₃催化剂选择性催化还原NO，外加磁场降低了SCR的表观活化能，提高了Fe₂O₃催化剂的低温SCR活性，即利用磁性能将NO去除率较高的温度范围从493~523 K扩展至453~523 K。用磁感应强度为0.01~0.015 T的外加磁场，温度453~493 K时，NO去除率提高到90%以上，比不加磁场时提高了10%。利用MFB磁性Fe₂O₃催化剂去除NO，可实现催化剂的循环再生，其反应过程见图3，具体机理如式(5)~式(12)所示。

图 3 利用MFB磁性Fe₂O₃催化剂以NH₃选择性催化还原NO机理

Figure 3. Mechanism of selective catalytic reduction of NO to NH₃ using MFB magnetic Fe₂O₃ catalyst

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$4{\rm{NO}}\left( {\rm{g}} \right) + 4{\rm{N}}{{\rm{H}}_{\rm{3}}}\left( {\rm{g}} \right) + {{\rm{O}}_2}\left( {\rm{g}} \right) \to 4{{\rm{N}}_{\rm{2}}}\left( {\rm{g}} \right) + 6{{\rm{H}}_{\rm{2}}}{\rm{O}}\left( {\rm{g}} \right)$

$(5)$

${\rm{NO + F}}{{\rm{e}}^{{\rm{3}} + }} \to {\rm{F}}{{\rm{e}}^{{\rm{3 + }}}}{\rm{ - NO}}$

$(6)$

${\rm{N}}{{\rm{H}}_{\rm{3}}} + {\rm{F}}{{\rm{e}}^{{\rm{3 + }}}} \to {\rm{F}}{{\rm{e}}^{{\rm{3 + }}}} - {\rm{N}}{{\rm{H}}_{\rm{3}}}$

$(7)$

${\rm{F}}{{\rm{e}}^{{\rm{3 + }}}} - {\rm{N}}{{\rm{H}}_{\rm{3}}} + {{\rm{O}}^{{\rm{2 - }}}} \to {\rm{F}}{{\rm{e}}^{{\rm{2 + }}}} - {\rm{N}}{{\rm{H}}_{\rm{2}}} + {\rm{O}}{{\rm{H}}^{\rm{ - }}}$

$(8)$

${\rm{F}}{{\rm{e}}^{{\rm{2 + }}}} - {\rm{N}}{{\rm{H}}_{\rm{2}}} + {\rm{F}}{{\rm{e}}^{{\rm{3 + }}}} - {\rm{NO}} \to {{\rm{N}}_{\rm{2}}} + {{\rm{H}}_{\rm{2}}}{\rm{O + F}}{{\rm{e}}^{{\rm{3 + }}}} + {\rm{F}}{{\rm{e}}^{{\rm{2 + }}}}$

$(9)$

${\rm{F}}{{\rm{e}}^{{\rm{2 + }}}} - {\rm{N}}{{\rm{H}}_{\rm{2}}} + {\rm{NO}} \to {{\rm{N}}_{\rm{2}}} + {{\rm{H}}_{\rm{2}}}{\rm{O + F}}{{\rm{e}}^{{\rm{2 + }}}}$

$(10)$

$2{\rm{O}}{{\rm{H}}^{\rm{ - }}} \to {{\rm{H}}_{\rm{2}}}{\rm{O}} + {{\rm{O}}^{{\rm{2 - }}}}$

$(11)$

$2{\rm{F}}{{\rm{e}}^{{\rm{2 + }}}} + \frac{1}{2}{{\rm{O}}_2} \to 2{\rm{F}}{{\rm{e}}^{{\rm{3 + }}}} + {{\rm{O}}^{{\rm{2 - }}}}$

$(12)$

进一步研究磁场对MFB中Fe₂O₃催化剂上NH₃和NO的影响，可将Fe₂O₃催化剂上的反应归结为2个部分^[36-37]：1)磁场增强了NO在Fe₂O₃表面的浓度以及吸附作用。NO易吸附在Fe和Fe₂O₃上，Fe₂O₃表面磁场受外加磁场和Fe₂O₃磁化强度的影响，其表面存在梯度磁场。由于NO是顺磁性的，从Fe₂O₃的环境空间转移到表面，直到表面周围的化学势相等，NO在表面的浓度增加；2)外加磁场加速了NH₂活性自由基的生成和NH₂与NO之间自由基的反应。GRZYBEK^[38]证实了在473~533 K真空条件下，吸附在Fe₂O₃表面的NH₃形成了稳定的NH₂自由基。外加磁场会影响自由基中未配对电子的电子自旋，改变反应体系的顺序，从而改变Fe₂O₃催化剂上NO的SCR总速率。张雯等^[39]利用外加磁场光催化降解Pt/TiO₂也证实磁场增加了薄膜表面羟基自由基的生成速率。磁场可控制自由基对的系间迁跃，使自由基对尽可能保持在三重态，可有效抑制单重态自由基对的重结合，增加磁场作用下“笼”外反应的可能性^[40]。通过将NO磁吸附在Fe₂O₃上，NO提供N原子的孤对电子，也通过配位吸附在相同或相邻Fe³⁺上，并保持其自由基活性。配位吸附氨上的一个H键通过脱氢分裂，生成活性表面NH₂等自由基物质。Fe³⁺通过从分裂的H中获得一个电子而被还原。而H⁺与邻近的表面晶格氧离子迅速结合形成表面OH⁻，增加NH₂自由基的形成以及NH₂自由基与NO的反应，提高NO的转化率。

2.2 磁场对反应床的影响和中间体的形成

由于MFB中气相接触的改善，SCR发生了额外磁效应。磁性能可以控制床层结构、气固接触系数和NO在磁性Fe₂O₃催化剂上的SCR迁移率。通过提高相对气固速度，抑制和消除床内气泡，可实现床内粒子的良好诱导和混合^[39]。除此之外，一些反应物分子与Fe₂O₃催化剂活性表面相互作用形成表面中间体NH₂NO，迅速分解为N₂和H₂O。这些中间酸盐化合物提供了施加较小激活屏障的替代反应路径，因此，降低了脱硝反应所需的活化能，提高了反应速率。

2.3 局部磁场叠加效应

从磁场方面看，铁磁材料磁化产生的感应磁场比外加磁场强100~10 000倍，因此，粒子内部磁场强度很强，在磁化粒子的表面边界上有很大的磁场梯度。磁化后，催化剂颗粒周围的局部梯度磁场由外向内增大，NO分子被驱动力沿梯度磁场增加的方向强迫移动到铁磁粒子表面。磁化粒子外部磁场^[39]如图4所示。g-Fe₂O₃是铁磁性的，Fe³⁺磁化八面体配位是沿着外磁场的，磁化坐标与外部磁场成反比，以Fe³⁺-N-O形式吸附在具有高自旋的磁性Fe³⁺上，在八面体配位下更容易与Fe³⁺反应和吸收。铁磁g-Fe₂O₃催化剂颗粒在外加磁场的作用下被磁化，产生一个比颗粒周围外加磁场强的局部磁场。因此，对NO的非均相吸附会产生磁场效应，迫使NO向g-Fe₂O₃表面移动，增强了NO在磁性Fe³⁺上的吸附，进而促进NO的选择性催化还原^[41]。

图 4 磁化粒子的外部磁场

Figure 4. An external magnetic field of magnetic particles

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2.4 顺磁性效应

由于铁磁催化剂颗粒被均匀磁化后，在顺磁性NO分子上会产生法拉第力，导致NO向颗粒表面移动产生边界效应，从而增强Fe³⁺磁性位。铁磁铁基材料与磁性能还有协同作用，可促进逆磁性反应物转化为顺磁性产物，以及电子反应中的转运。除了激活NH₃、NO选择性催化还原反应，具有重要吸附作用，金属表面分子的化学吸附也不可忽视。过渡金属元素的磁性与其d带结构有关。d带结构的差异影响过渡金属表面位置分子的化学吸附^[42-44]。DELBECQ等^[42]指出，NO在磁性表面的化学吸附是由于NO分子上的2p自旋轨道与磁性表面上的空d自旋轨道相互作用而加速的。因此，磁性能增加NO在磁性Fe₂O₃催化剂表面的化学吸附。在低温、低成本、低污染下，利用含MFB的铁基催化剂可实现NO的高效去除。

3. 利用磁性材料处理Hg⁰

燃煤电站锅炉是汞的最大排放源之一。汞是一种重要污染物，对人类和环境健康具有威胁，由于其波动性、持续性和生物积累性，已引起全世界关注^[45]。由于高成本、废催化剂/吸附剂无法回收利用和灰分利用等负面影响，现有的Hg⁰脱除技术，如催化氧化法^[46-53]和改性吸附剂法^[54-56]，无法在工业上实现大规模应用。利用外加磁场的引入，开发可回收可再生的磁性吸附剂/催化剂来克服这些局限性，可能是一个可行的研究方向。

磁场对工业废气中汞的净化有一定积极作用，磁性催化剂由于其反应的高效率和磁响应特征已被广泛关注。磁性催化剂在外加磁场的作用下，被磁化而拥有磁性，进而在磁场力作用下，分散催化剂到体系中，形成了各种微小磁场源。随着外磁场旋转及磁性微粒的运动，大小磁场产生的洛伦兹力不断变换，反应物汞分子不断受到扰动，促进反应进行^[57-58]。DONG等^[59]利用负载银纳米颗粒的磁性沸石复合材料研究对Hg⁰的去除影响，复合MagZ-Ag⁰(加磁)由磁铁矿(Fe₃O₄)绑定到沸石薄二氧化硅涂层。结果表明：加磁去除效果较好，5 min内Z-Ag⁰(不加磁)、MagZ-Ag⁰、2MagZ-Ag⁰吸附汞分别为98、139、148 mg·m⁻³；2MagZ-Ag⁰中可能会受到可用银吸附位点饱和或在随后的洗涤步骤中附着银离子损失的限制，且在400 ℃下进行累积或延长热处理可以提高汞捕集能力，使得吸附剂可以多次再生和再循环而不会出现性能下降。

近年来，利用磁性催化剂去除Hg⁰的机理研究已有一些突破。YANG等^[60]利用粉煤灰负载可再生钴系磁层催化剂，用浸渍和热分解法制备了Co-MF催化剂，在150 ℃时，负载5.8%Co-MF催化剂对Hg⁰的去除率达到95%。随着温度的增加，300 ℃时，Hg⁰去除率从94.7%下降到56.5%，这可能是由于吸附在催化剂表面的汞出现解吸。在此基础上，YANG等^[61]利用改性CuCl₂探究Hg⁰的去除机理。基于CuCl₂改性的煤灰磁珠(CuCl₂-MF)磁性催化剂处理Hg⁰，用粉煤灰磁球浸渍法制备了CuCl₂-MF催化剂，在150 ℃时，最佳负载量为6%的CuCl₂-MF催化剂对Hg⁰的去除率高达90.6%。分析其原因，可能是由于不同铜负载量的催化剂存在不同的铜配位，或催化剂表面吸附位点的化学吸附作用。除此之外，热解温度为600 ℃， FeCl₃生物质浸渍质量比为1.5 g·g⁻¹时，木屑活化磁化磁性生物炭在较宽的反应温度窗口(120~250 ℃)仍表现出优良的除汞性能^[62]。新型磁性生物炭(magnetic biochar carbon，MBC)表面可以沉积高度分散的Fe₃O₄颗粒。随着FeCl₃的活化，MBC上形成了更多的富氧官能团，尤其是C=O基团。MBC中Fe₃O₄和C=O基团中的Fe³⁺(t)配位和晶格氧均可作为Hg⁰的活性吸附/氧化位点。而C=O基团可作为电子受体，促进Hg⁰氧化的电子转移。以上负载磁性Ag、Co、Cu、Fe处理气态汞的研究，揭示了部分磁性催化剂对Hg⁰的去除机理^[59-62](见表1)，为进一步研究提供参考。

表 1 负载磁性Ag、Co、Cu、Fe对去除Hg⁰的影响

Table 1. Effect of Hg⁰ removal using load magnetic Ag,Co,Cu,Fe

载体	负载物质	制备方法	反应温度/℃	负载量/%	去除率/%	反应式
沸石	Ag	离子交换法	250	—	80	2Ag⁺+Hg⁰→2Ag+Hg²⁺
粉煤灰	Co	浸渍和热分解法	150	5.8	95	Hg⁰+Co_xO_y→HgO+Co_xO_y_-1HgO+Co_xO_y_-1→HgO+Co_xO_y
粉煤灰	Cu	浸渍法	150	6	90.6	Cu²⁺+ Hg⁰→Cu+Hg²⁺CuO+ Hg⁰→Cu+HgO
MBC	Fe	浸渍法	200	1.5	90	Hg⁰→2e^-+Hg²⁺C==O+e^- →C—OO^2-+Hg²⁺ →HgO

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不同气体组分的存在也会干扰利用外加磁场辅助去除Hg⁰的反应过程。不同气体的存在对Co-MF催化剂干扰Hg⁰去除的作用机理及反应式^[60]见表2，故不同气体组成对磁助去除汞的影响效果主要是抑制、促进和双面效应。部分顺磁性气体，如O₂，在磁性作用下可促进Hg⁰去除，而H₂O的存在则相反。另外，还需进一步探究顺磁性气体组分在Hg⁰去除过程中的反应机理，以及磁场除汞的其他影响因素。

表 2 不同气体对Co-MF催化剂去除Hg⁰的影响

Table 2. Effect of different gases for Hg⁰ removal in Co-MF catalyst

气体组分	作用	添加气体浓度/(mg·m⁻³)	Hg⁰去除率的变化情况	作用机理	反应式
SO₂	抑制	1 0473 141	降低3%降低13.4%	SO₂与Hg⁰在催化剂表面的竞争性吸附，与催化剂表面氧反应生成SO₃	2SO₂+O₂→2SO₃
H₂O	抑制	2 2085 889	下降7%下降14.9%	H₂O与Hg⁰的竞争性吸附，导致Hg⁰去除能力失活	无
O₂	促进	—	—	可再生所消耗的表面氧	Co_xO_y_-1+1/2O₂→Co_xO_y
HCl	促进	15	上升5%	表面氧在纯N₂气氛下作为氧化剂，HCl氧化成Cl₂，可以显著促进Hg⁰氧化和化学吸附，HCl吸附在催化剂表面，形成表面活性氯种，发生了不均匀氧化	4HCl+O₂→2Cl₂+2H₂O
NO	双面效应	61368	上升8%降低，轻微抑制	少量NO提高Hg⁰去除效率，过量NO提高Hg⁰去除效率，晶格氧和化学吸附氧可以氧化NO，形成新的物种，如NO₂、NO⁺等，Hg⁰与NO₂相互作用	Hg⁰+NO₂→HgO+NOHg⁰+2NO₂+O₂→Hg(NO₃)₂HgO+2NO+3/2O₂→Hg(NO₃)₂

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4. 结语

1)磁场对脱硫脱氮除汞的效果有明显提升作用，磁助脱硫改善吸附剂传质性能、提高催化活性、改变催化剂材料的物理性质和反应体系的熵，而使有效反应温度降低；磁助脱硝可造成局部磁场叠加，促进自由基和中间产物生成速率、控制自由基对的系间迁跃、抑制单重态自由基对的重结合以促进反应进行，通过磁化力增强了运输效应和化学吸附；磁助脱汞可在体系里形成各种微小磁场源，加速反应中的电子传递、增强磁性位点上的活化反应来提高转化率。

2)利用外加磁场脱硫脱硝脱汞，能够提高效率、快速便捷分离催化剂、多次催化剂再生和再循环而不会导致性能下降。现有研究大都处于实验阶段，还有许多问题亟待解决。首先，磁场作用于自由基活化反应以及对反应机制的影响等问题的机理不明确，受限条件及作用范围有待研究，具有一定的复杂性，尤其对于气体方面研究较少；其次，磁场对于单一顺磁性污染气体的处理效果较好，但用于含有顺磁性和逆磁性的多组分气体，作用效果还需进一步研究。开发出具有高吸附选择性、高稳定性的功能化磁性复合材料，利用磁场对顺磁性气体组分的促进作用，达到分开处理顺磁性和逆磁性气体，也是一个发展方向。

3)磁场应用于环境污染处理的重难点在于，针对不同污染物类型，受限于顺磁逆磁材料、磁场种类、强度和共存气体组分影响，还受限于温度、磁场梯度和磁场范围的影响。除此之外，实验室条件下磁场参数与工业化应用有所区别。如何将反应器及材料有效布局最为经济合理，也是值得讨论的问题。研究均匀磁化、磁场梯度机理以及磁场对材料性能的影响机制，并将其放大应用到工业化生产中，对材料进行有效分选回收，治理环境污染，做到环境友好型循环，是今后的重要研究方向。

图 1 MBfR结构示意图

Figure 1. Schematic of the MBfR

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图 2 MBfR启动驯化第3阶段出水中 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 、Br⁻、 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 和Cl⁻的浓度变化

Figure 2. Change of effluent concentrations of ${\rm{BrO}}_3^ -$ , Br⁻, ${\rm{ClO}}_4^ -$ and Cl⁻ during the third start-up of the MBfR

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图 3 氢气压力对 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 降解的影响

Figure 3. Effect of hydrogen pressure on degradations of ${\rm{BrO}}_3^ -$ and ${\rm{ClO}}_4^ -$

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图 4 进水流速对 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 降解的影响

Figure 4. Effect of influent flow rate on ${\rm{BrO}}_3^ -$ and ${\rm{ClO}}_4^ -$ degradations

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表 1 MBfR启动驯化与 ${\bf{BrO}}_3^ -$ 和 ${\bf{ClO}}_4^ -$ 降解系列实验工况

Table 1. Conditions of acclimation stage and series test of ${\bf{BrO}}_3^ -$ and ${\bf{ClO}}_4^ -$ degradation in the MBfR

实验阶段	H₂压力/MPa	进水流速/(mL·min⁻¹)	进水 ${\rm{NO}}_3^{-}$ -N/(mg·L⁻¹)	内回流速度/(mL·min⁻¹)	进水 ${\rm{BrO}}_3^ -$ /(mg·L⁻¹)	进水 ${\rm{ClO}}_4^ -$ /(mg·L⁻¹)
启动驯化	0.04	0.5	5	0	0.1	0.1
启动驯化	0.04	1.0	5	8	0.1	0.1
启动驯化	0.04	2.0	5	20	1.0	1.1
降解实验	0.02	2.0	5	20	10	1.1
降解实验	0.04	2.0	5	20	10	1.1
降解实验	0.06	2.0	5	20	10	1.1
降解实验	0.08	2.0	5	20	10	1.1
降解实验	0.04	1.0	5	20	10	1.1
降解实验	0.04	2.0	5	20	10	1.1
降解实验	0.04	3.0	5	20	10	1.1
降解实验	0.04	4.0	5	20	10	1.1

实验阶段	H₂压力/MPa	进水流速/(mL·min⁻¹)	进水 ${\rm{NO}}_3^{-}$ -N/(mg·L⁻¹)	内回流速度/(mL·min⁻¹)	进水 ${\rm{BrO}}_3^ -$ /(mg·L⁻¹)	进水 ${\rm{ClO}}_4^ -$ /(mg·L⁻¹)
启动驯化	0.04	0.5	5	0	0.1	0.1
启动驯化	0.04	1.0	5	8	0.1	0.1
启动驯化	0.04	2.0	5	20	1.0	1.1
降解实验	0.02	2.0	5	20	10	1.1
降解实验	0.04	2.0	5	20	10	1.1
降解实验	0.06	2.0	5	20	10	1.1
降解实验	0.08	2.0	5	20	10	1.1
降解实验	0.04	1.0	5	20	10	1.1
降解实验	0.04	2.0	5	20	10	1.1
降解实验	0.04	3.0	5	20	10	1.1
降解实验	0.04	4.0	5	20	10	1.1

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表 2 不同氢气压力下电子受体的当量电子通量及其分配

Table 2. Electron-equivalent fluxes of electron acceptors and their distributions at different hydrogen pressure

H₂压力/MPa	当量电子通量/(10⁻³ 个·(m²·d)⁻¹)				通量分配/%
H₂压力/MPa	${\rm{BrO}}_3^ -$	${\rm{ClO}}_4^ -$	${\rm{NO}}_3^{-}$ -N	总和	${\rm{BrO}}_3^ -$	${\rm{ClO}}_4^ -$	${\rm{NO}}_3^{-}$ -N
0.02	0.40	0.75	18.4	19.55	2.0	3.8	94.1
0.04	0.45	0.90	18.4	19.75	2.3	4.6	93.2
0.06	0.46	0.91	18.4	19.77	2.3	4.6	93.1
0.08	0.46	0.91	18.4	19.77	2.3	4.6	93.1

H₂压力/MPa	当量电子通量/(10⁻³ 个·(m²·d)⁻¹)				通量分配/%
H₂压力/MPa	${\rm{BrO}}_3^ -$	${\rm{ClO}}_4^ -$	${\rm{NO}}_3^{-}$ -N	总和	${\rm{BrO}}_3^ -$	${\rm{ClO}}_4^ -$	${\rm{NO}}_3^{-}$ -N
0.02	0.40	0.75	18.4	19.55	2.0	3.8	94.1
0.04	0.45	0.90	18.4	19.75	2.3	4.6	93.2
0.06	0.46	0.91	18.4	19.77	2.3	4.6	93.1
0.08	0.46	0.91	18.4	19.77	2.3	4.6	93.1

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表 3 不同进水流速下电子受体的当量电子通量及其分配

Table 3. Electron-equivalent fluxes of electron acceptors and their distributions at different influent flow rate

进水流速/(mL·min⁻¹)	当量电子通量/(10⁻³ 个·(m²·d)⁻¹)				通量分配/%
进水流速/(mL·min⁻¹)	${\rm{BrO}}_3^ -$	${\rm{ClO}}_4^ -$	${\rm{NO}}_3^{-}$ -N	总和	${\rm{BrO}}_3^ -$	${\rm{ClO}}_4^ -$	${\rm{NO}}_3^{-}$ -N
1	0.23	0.48	9.2	9.91	2.3	4.8	92.8
2	0.45	0.90	18.4	19.75	2.3	4.6	93.2
3	0.55	1.17	27.6	29.32	1.9	4.0	94.1
4	0.66	1.34	36.7	38.70	1.7	3.5	94.8

进水流速/(mL·min⁻¹)	当量电子通量/(10⁻³ 个·(m²·d)⁻¹)				通量分配/%
进水流速/(mL·min⁻¹)	${\rm{BrO}}_3^ -$	${\rm{ClO}}_4^ -$	${\rm{NO}}_3^{-}$ -N	总和	${\rm{BrO}}_3^ -$	${\rm{ClO}}_4^ -$	${\rm{NO}}_3^{-}$ -N
1	0.23	0.48	9.2	9.91	2.3	4.8	92.8
2	0.45	0.90	18.4	19.75	2.3	4.6	93.2
3	0.55	1.17	27.6	29.32	1.9	4.0	94.1
4	0.66	1.34	36.7	38.70	1.7	3.5	94.8

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表 4 生物膜内 ${\bf{BrO}}_3^ -$ 、 ${\bf{ClO}}_4^ -$ 和 ${\bf{NO}}_3^{-}$ -N的还原动力学级数

Table 4. Reaction orders of ${\bf{BrO}}_3^ -$ , ${\bf{ClO}}_4^ -$ and ${\bf{NO}}_3^{-}$ -N in biofilm

影响因素	${\rm{BrO}}_3^ -$	${\rm{ClO}}_4^ -$	${\rm{NO}}_3^{-}$ -N
氢气压力	−0.065	−0.099	−0.130
进水流速	0.323	0.385	0.755

影响因素	${\rm{BrO}}_3^ -$	${\rm{ClO}}_4^ -$	${\rm{NO}}_3^{-}$ -N
氢气压力	−0.065	−0.099	−0.130
进水流速	0.323	0.385	0.755

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[1]	CHENG H. Improving China’s water resources management for better adaptation to climate change[J]. Climatic Change, 2012, 112(2): 253-282. doi: 10.1007/s10584-011-0042-8
[2]	HU Y, CHENG H. Water pollution during China’ s industrial transition[J]. Environmental Development, 2013, 8(1): 57-73.
[3]	HIJNEN W, VOOGT R, VEENENDAAL H R, et al. Bromate reduction by denitrifying bacteria[J]. Applied & Environmental Microbiology, 1995, 61(1): 239-244.
[4]	MATOS C T, SVETLOZAR V, CRESPO J O G, et al. Simultaneous removal of perchlorate and nitrate from drinking water using the ion exchange membrane bioreactor concept[J]. Water Research, 2006, 40(2): 231-240. doi: 10.1016/j.watres.2005.10.022
[5]	NERENBERG R, RITTMANN B E. Hydrogen-based, hollow-fiber membrane biofilm reactor for reduction of perchlorate and other oxidized contaminants[J]. Water Science & Technology, 2004, 49(11/12): 223-230.
[6]	XIA S, ZHANG Z, ZHONG F, et al. High efficiency removal of 2-chlorophenol from drinking water by a hydrogen-based polyvinyl chloride membrane biofilm reactor[J]. Journal of Hazardous Materials, 2011, 186(2/3): 1367-1373.
[7]	LUO J H, WU M, YUAN Z, et al. Biological bromate reduction driven by methane in a membrane biofilm reactor[J]. Environmental Science & Technology Letters, 2017, 4(12): 562-566.
[8]	蒋敏敏, 张学洪, 李海翔. 氢基质生物膜反应器在饮用水处理中的研究进展[J]. 净水技术, 2015, 34(s1): 23-26.
[9]	夏四清, 梁郡, 李海翔, 等. 利用氢基质生物膜反应器同步去除多种污染物[J]. 同济大学学报(自然科学版), 2012, 40(6): 876-881. doi: 10.3969/j.issn.0253-374x.2012.06.013
[10]	ZHANG Y, ZHONG F, XIA S, et al. Autohydrogenotrophic denitrification of drinking water using a polyvinyl chloride hollow fiber membrane biofilm reactor[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 170(1): 203-209. doi: 10.1016/j.jhazmat.2009.04.114
[11]	CHEN X, LIU Y, PENG L, et al. Perchlorate, nitrate, and sulfate reduction in hydrogen-based membrane biofilm reactor: Model-based evaluation[J]. Chemical Engineering Journal, 2017, 316: 82-90. doi: 10.1016/j.cej.2017.01.084
[12]	DEMIREL S, BAYHAN I. Nitrate and bromate removal by autotrophic and heterotrophic denitrification processes: Batch experiments[J]. Journal of Environmental Health Science & Engineering, 2013, 11(1): 27.
[13]	RITTMANN B E, MCCARTY P L. Environmental Biotechnology: Principles and Applications[M]. New York: McGraw-Hill, 2001.
[14]	高廷耀, 顾国维, 周琪. 水污染控制工程: 下[M]. 4版. 北京: 高等教育出版社, 2015.
[15]	ZHAO H P, ONTIVEROS-VALENCIA A, TANG Y, et al. Using a two-stage hydrogen-based membrane biofilm reactor (MBfR) to achieve complete perchlorate reduction in the presence of nitrate and sulfate[J]. Environmental Science & Technology, 2013, 47(3): 1565-1572.
[16]	LI H, LIN H, XU X, et al. Simultaneous bioreduction of multiple oxidized contaminants using a membrane biofilm reactor[J]. Water Environment Research, 2017, 89(2): 178-185. doi: 10.2175/106143016X14609975746686
[17]	DOWNING L S, NERENBERG R. Kinetics of microbial bromate reduction in a hydrogen-oxidizing, denitrifying biofilm reactor[J]. Biotechnology & Bioengineering, 2010, 98(3): 543-550.
[18]	CHUNG J, RITTMANN B E, WRIGHT W F, et al. Simultaneous bio-reduction of nitrate, perchlorate, selenate, chromate, arsenate, and dibromochloropropane using a hydrogen-based membrane biofilm reactor[J]. Biodegradation, 2007, 18(2): 199-209. doi: 10.1007/s10532-006-9055-9
[19]	XIA S, LI H, ZHANG Z, et al. Bioreduction of para-chloronitrobenzene in drinking water using a continuous stirred hydrogen-based hollow fiber membrane biofilm reactor[J]. Journal of Hazardous Materials, 2011, 192(2): 593-598. doi: 10.1016/j.jhazmat.2011.05.060
[20]	CHUNG J, NERENBERG R, RITTMANN B E. Bioreduction of selenate using a hydrogen-based membrane biofilm reactor[J]. Environmental Science & Technology, 2006, 40(5): 1664-1671.
[21]	CHUNG J, NERENBERG R, RITTMANN B E. Bio-reduction of soluble chromate using a hydrogen-based membrane biofilm reactor[J]. Water Research, 2006, 40(8): 1634-1642. doi: 10.1016/j.watres.2006.01.049
[22]	李海翔, 林华, 游少鸿, 等. 氢基质生物膜反应器去除对氯硝基苯的影响因素分析[J]. 环境科学研究, 2015, 28(2): 304-309.
[23]	CHUNG J, LI X, RITTMANN B E. Bio-reduction of arsenate using a hydrogen-based membrane biofilm reactor[J]. Chemosphere, 2006, 65(1): 24-34. doi: 10.1016/j.chemosphere.2006.03.018

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1. 利用磁场处理工业废气中的SO2
1.1 磁助脱硫机理
1.2 磁助脱硫的影响因素
2. 利用外加磁场处理NOx
2.1 磁场对自由基的影响
2.2 磁场对反应床的影响和中间体的形成
2.3 局部磁场叠加效应
2.4 顺磁性效应
3. 利用磁性材料处理Hg0
4. 结语

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目前，水中溴酸盐( ${\rm{BrO}}_3^ -$ )和高氯酸盐( ${\rm{ClO}}_4^-$ )的危害及毒理学效应被普遍关注^[1]。 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 是一种强氧化剂，在天然水体中通常由溴离子(Br⁻)氧化后形成，而在饮用水消毒过程中是被臭氧氧化形成的一类副产物，在高剂量时，其具有一定的DNA和染色体水平的遗传毒性。因此， ${\rm{BrO}}_3^ -$ 已被国际癌症研究机构认定为2B级潜在致癌物，长期饮用含溴酸盐的水可导致致癌率明显升高^[1]。我国饮水标准规定， ${\rm{BrO}}_3^ -$ 须低于10 μg·L⁻¹，然而近年来有不少有关饮水中 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 含量超标的报道。 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 是一种新兴持久性有毒污染物，广泛应用于制革、火箭固体燃料、烟火、电镀等行业，可通过水的流动或渗滤迁移到地下水、地表水，甚至饮用水中，能引起成人代谢、婴儿发育不良，甚至诱发甲状腺癌等问题^[1-2]。美国环保署已将高氯酸盐列入第一批环境污染物候选名单，并建议饮水中的浓度低于20 μg·L⁻¹。由此可见， ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 已成为影响人们饮水安全的一大隐患，急须开展 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 的治理研究与实践。

有研究^[3-4]表明，在厌氧和酶催化的环境下，厌氧微生物可以利用有机或无机电子供体(如甲醇、乙醇、单质硫、氢气等)，将 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 、 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 作为电子受体还原成单质离子(Br⁻、Cl⁻)。氢基质生物膜反应器(MBfR)是一种将氢自养生物还原技术与中空纤维膜微孔曝气相结合的反应器，已被广泛应用于氧化性物质的去除^[5-10]。CHEN等^[11]和DEMIREL等^[12]利用MBfR去除水中单独 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 、 ${\rm{ClO}}_4^ -$ ，取得了良好的处理效果，同时他们也发现氢气压力和进水流速是影响去除效能的关键因素^[13-17]。夏四清等^[9]利用MBfR对多种氧化性污染物的同步去除开展了研究，并对如何实现最优去除效能进行了探索。另外，水中共存硝酸盐( ${\rm{NO}}_3^{-}$ -N)产生的影响也引起了广泛的关注，启动驯化时进水中无机氮源采用 ${\rm{NO}}_3^{-}$ -N，生物膜内存在反硝化菌； ${\rm{NO}}_3^{-}$ -N是水中常规的氧化性物质(电子受体)，其在水环境中的浓度远高于 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 或 ${\rm{ClO}}_4^ -$ ；反硝化菌或反硝化过程普遍存在于水环境中，其对 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 或 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 还原降解有一定的影响。因此，研究 ${\rm{NO}}_3^{-}$ -N共存条件下氢气压力与进水流速对 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 同步去除效能的影响具有重要意义。

本研究深入考察了氢气压力与进水流速对 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 去除率、去除通量、当量电子转移通量以及还原动力学的影响，以确定MBfR同步去除 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 的适宜氢气压力与进水流速，为MBfR稳定、高效运行提供参考和技术支持。

3. 结论

1)氢气压力升高可导致 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 的去除率逐渐升高，但并未随氢气压力增强呈线性升高趋势，而 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 的去除通量也呈先升高后趋于稳定的趋势。反应器去除 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 的最适氢气压力为0.04~0.06 MPa。

2)随着进水流速的升高， ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 的去除通量也相应增加，但 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 还原所接收的电子相应减少，导致其去除率降低。控制进水流速为2 mL·min⁻¹，更适宜于 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^-$ 的还原降解。

3) ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 还原对电子供体的争夺处于劣势，反硝化过程对电子供体产生强烈竞争。相比进水流速而言，调整氢气压力对 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 、 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 和NO₃⁻-N还原当量电子通量及其分配的影响均较小。

4)氢气压力升高对 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 去除效能的影响程度不显著， ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 还原对进水流速的敏感性高于氢气压力。调节氢气压力和进水流速对反硝化的影响程度比对 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 还原的影响更强，因而对 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 去除形成潜在的抑制。

参考文献 (23)

氢气压力和进水流速对氢基质生物膜反应器同步去除溴酸盐和高氯酸盐的影响

作者简介: 林华(1984—)，男，博士，副教授。研究方向：水污染控制理论与技术。E-mail：linhua@glut.edu.cn

通讯作者: 李海翔(1984—)，男，博士，副教授。研究方向：饮用水深度处理技术。E-mail：lihaixiang0627@163.com

Effects of hydrogen pressure and influent flow rate on simultaneous removal of bromate and perchlorate in a hydrogen-based membrane biofilm reactor

Corresponding author: LI Haixiang, lihaixiang0627@163.com

1. 利用磁场处理工业废气中的SO2

1.1 磁助脱硫机理

1.2 磁助脱硫的影响因素

2. 利用外加磁场处理NOx

2.1 磁场对自由基的影响

2.2 磁场对反应床的影响和中间体的形成

2.3 局部磁场叠加效应

2.4 顺磁性效应

3. 利用磁性材料处理Hg0

4. 结语

计量

出版历程

氢气压力和进水流速对氢基质生物膜反应器同步去除溴酸盐和高氯酸盐的影响

通讯作者: 李海翔(1984—)，男，博士，副教授。研究方向：饮用水深度处理技术。E-mail：lihaixiang0627@163.com

作者简介: 林华(1984—)，男，博士，副教授。研究方向：水污染控制理论与技术。E-mail：linhua@glut.edu.cn 1. 桂林理工大学环境科学与工程学院，桂林 541006 2. 广西环境污染控制理论与技术重点实验室，桂林 541006

English Abstract

Effects of hydrogen pressure and influent flow rate on simultaneous removal of bromate and perchlorate in a hydrogen-based membrane biofilm reactor

Corresponding author: LI Haixiang, lihaixiang0627@163.com

全文HTML

1.1. 实验装置

1.2. 实验条件

1.3. 参数计算方法

1.4. 分析方法

2.1. MBfR启动驯化

2.2. 氢气压力对BrO−3{\rm{BrO}}_3^ - 和ClO−4{\rm{ClO}}_4^ - 降解的影响

2.3. 进水流速对BrO−3{\rm{BrO}}_3^ - 和ClO−4{\rm{ClO}}_4^ - 降解的影响

2.4. 生物膜当量电子转移通量的比较分析

2.5. 生物膜内物质的还原动力学

目录

全文HTML

1.1. 实验装置

1.2. 实验条件

1.3. 参数计算方法

1.4. 分析方法

2.1. MBfR启动驯化

2.2. 氢气压力对BrO−3{\rm{BrO}}_3^ - 和ClO−4{\rm{ClO}}_4^ - 降解的影响

2.3. 进水流速对BrO−3{\rm{BrO}}_3^ - 和ClO−4{\rm{ClO}}_4^ - 降解的影响

2.4. 生物膜当量电子转移通量的比较分析

2.5. 生物膜内物质的还原动力学

1. 利用磁场处理工业废气中的SO₂

2. 利用外加磁场处理NO_x

3. 利用磁性材料处理Hg⁰

作者简介: 林华(1984—)，男，博士，副教授。研究方向：水污染控制理论与技术。E-mail：linhua@glut.edu.cn
1. 桂林理工大学环境科学与工程学院，桂林 541006

2. 广西环境污染控制理论与技术重点实验室，桂林 541006

2.2. 氢气压力对 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 降解的影响

2.3. 进水流速对 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 降解的影响

2.2. 氢气压力对 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 降解的影响

2.3. 进水流速对 ${\rm{BrO}}_3^ -$ 和 ${\rm{ClO}}_4^ -$ 降解的影响