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氨氮和腐殖酸对膜电容去离子技术去除垃圾渗滤液中无机离子的影响

朱斯宇, 唐浩, 余健. 氨氮和腐殖酸对膜电容去离子技术去除垃圾渗滤液中无机离子的影响[J]. 环境工程学报, 2019, 13(12): 2816-2826. doi: 10.12030/j.cjee.201901036
引用本文: 朱斯宇, 唐浩, 余健. 氨氮和腐殖酸对膜电容去离子技术去除垃圾渗滤液中无机离子的影响[J]. 环境工程学报, 2019, 13(12): 2816-2826. doi: 10.12030/j.cjee.201901036
ZHU Siyu, TANG Hao, YU Jian. Effect of ammonia-nitrogen and humic acid on inorganic ions removal from landfill leachate by the membrane capacitive deionization technology[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(12): 2816-2826. doi: 10.12030/j.cjee.201901036
Citation: ZHU Siyu, TANG Hao, YU Jian. Effect of ammonia-nitrogen and humic acid on inorganic ions removal from landfill leachate by the membrane capacitive deionization technology[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(12): 2816-2826. doi: 10.12030/j.cjee.201901036

氨氮和腐殖酸对膜电容去离子技术去除垃圾渗滤液中无机离子的影响

    作者简介: 朱斯宇(1993—),男,硕士研究生。研究方向:水质净化与水污染控制。E-mail:zsy253733052@qq.com
    通讯作者: 余健(1964—),男,博士,教授。研究方向:水质净化与水污染控制。E-mail:jianyu@hnu.edu.cn
  • 基金项目:
    湖南创新型省份建设专项经费资助(2019SK2111)
  • 中图分类号: X703

Effect of ammonia-nitrogen and humic acid on inorganic ions removal from landfill leachate by the membrane capacitive deionization technology

    Corresponding author: YU Jian, jianyu@hnu.edu.cn
  • 摘要: 高浓度氨氮及大量腐殖质的存在一直以来都是膜电容去离子技术(membrane capacitive deionization,MCDI)应用于垃圾渗滤液除盐的重要难题。采用PE离子交换膜作为膜材料,以活性交联碳布(activated carbon cloth,ACC)作为吸附材料组装MCDI装置,并对含有不同浓度梯度的氨氮和腐殖酸的模拟垃圾渗滤液进行吸附除盐实验。结果表明,垃圾渗滤液中氨氮浓度的增加会使MCDI对氨氮的去除量上升,但会导致Na+、K+和SO42−的吸附量显著下降,而ClNO3受到的影响较小。较低浓度腐殖酸(0~1 500 mg·L−1)的存在能一定程度促进MCDI对K+和NH4的吸附,但过高的腐殖酸(1 500~2 000 mg·L−1)浓度会导致所有无机离子特别是阴离子吸附量的下降,且腐殖酸的存在也会降低MCDI对所有离子的再吸附效果,减小MCDI的使用寿命。对垃圾渗滤液进行预处理,将氨氮和腐殖酸的浓度降低,有利于提高MCDI的去离子效果。
  • 随着我国产业结构优化调整,工业企业搬迁或关停转型后在城市及周边遗留大量污染场地亟需治理[1]。粗略统计,目前我国现存污染场地约50~100×104[2]。污染场地常用的修复技术包括物理、化学和生物修复技术。一般而言,物理修复技术操作相对简单,修复效率较高,但大部分物理修复技术只能将污染物暂时转移,后续还需进一步处理,增加修复成本[3];生物修复技术具有成本低、二次污染较小等优点,但通常需要较长的修复周期,且对高浓度污染物修复效果不佳[4]。与之相比,化学氧化修复技术兼具修复效率高、修复周期短和修复成本低等优势,是近年来发展迅速的污染场地修复技术之一。

    化学氧化修复技术主要通过氧化剂及其分解产生的氧化性物质将污染物 (有机物和砷等) 转化为稳定、低毒性或无毒性的物质,目前该技术已广泛应用于场地污染土壤和地下水修复[5-7]。李影辉[8]总结了USG公司遗留场地地下水原位修复案例,通过注射高锰酸钾,短期内三氯乙烯和1,1-二氯乙烯去除率可达86%~100%。邢绍文等[9]报道了上海某工业污染场地土壤异位化学氧化修复案例,过硫酸盐和生石灰的组合可实现苯并[a]芘和石油烃去除率均大于90%。2020年美国环保署 (US EPA) 资料显示,1982—2017年720个污染地下水原位修复技术案例中,化学氧化技术占比23%,且呈现逐年升高的趋势[10]。郑苇等[11]统计了自2010年以来国内场地修复的108个案例,化学氧化修复技术应用从2010年不足10%快速增长到2018年约30%。

    目前,仅有少量污染场地修复技术应用情况统计和化学氧化修复技术研究进展计量学文献发表[12-13]。因此,本文基于Web of Science数据库,利用VOSviewer和CiteSpace对1990—2022年场地化学氧化修复领域发表的文献进行可视化分析,探究该领域的研究热点及发展趋势,以期为后续研究及工程实践提供参考和借鉴。

    所有数据均来源于Web of Science核心合集,同时为保证数据的准确性,引文索引选择SCI-EXPANDED。研究内容聚焦于场地化学氧化修复技术,包含土壤及地下水修复。除无需外加氧化剂的光化学氧化和电化学氧化外,化学氧化修复一般需使用氧化剂,目前常用氧化剂包括过氧化氢、过硫酸盐、高锰酸钾、臭氧和过氧化钙,此外还有过碳酸盐、高铁酸盐、氯系氧化剂和过氧乙酸等。因此,检索策略最终定为:TS=((“chemical oxidation” OR “advanced oxidation” OR (photo* AND (oxidation OR cataly*)) OR “electro* oxidation” OR Fenton* OR “hydrogen peroxide” OR H2O2 OR persulfate* OR persulphate* OR peroxosulphate OR peroxysulfate OR peroxydisulfate OR PMS OR PDS OR K2S2O8 OR Na2S2O8 OR permanganate OR KMnO4 OR ozone OR ozonation OR “calcium peroxide” OR CaO2 OR percarbonate OR “chlorine dioxide” OR ClO2 OR “hypochloric acid” OR HClO OR ferrate* OR “peracetic acid”) AND (“contaminated site*” OR “polluted site*” OR “site* contamination” OR “site* pollution” OR soil* OR groundwater OR “ground water” OR ground-water OR brownfield) AND (remediat* OR degrad* OR remov* OR treat* OR destruct*))。时间跨度为1990.01.01—2022.12.31,文献类型选择Article和Review,并在检索结果中筛选与场地化学氧化修复技术相关文献,最终得到文献共4 642篇。

    从Web of Science数据库中导出这4 642篇文献的全纪录与引用参考文献,利用VOSviewer (1.6.16) 和CiteSpace (6.1.R2) 两款软件进行知识图谱的绘制。利用VOSviewer的合作分析 (Co-authorship) 和共现分析 (Co-occurrence) ,绘制场地化学氧化修复技术领域国家和机构间合作网络,并识别该领域主要发文作者、载文期刊和高频关键词。利用CiteSpace的关键词突现功能,分析不同阶段的研究热点及变化。从年度发文量、发文国家、发文机构、发文作者、载文期刊和关键词等方面进行可视化分析,以了解当前场地化学氧化修复的研究热点和发展趋势。

    发文量一定程度上反映该领域受关注程度及发展水平。场地化学氧化修复技术领域4 642篇文献的年度发文量及部分国家发文量如图1所示。1990—2022年,年度发文量总体呈增长趋势;2010年前,发文量增长较为缓慢;2010年后,发文量直线增长,显示出国内外学者对该领域关注度显著提升。在开展该领域研究的94个国家中,中国 (1 725篇) 是发文量最多的国家,占总发文量的37.16%,其次是美国 (882篇) 和西班牙 (267篇) 。对比中美两国年度发文量变化趋势可知,美国在场地化学氧化修复技术领域的研究起步较早,2010年前发文量一直处于领先地位,近10年文献产出量较为稳定,略有增长;中国在2002年后对该领域的研究逐渐增多,2010年后年度发文量进入快速增长阶段,并远超美国。

    图 1  1990—2022年场地化学氧化修复技术领域发文量
    Figure 1.  Number of papers published in the field of chemical oxidation technology for site remediation in 1990—2022

    全球共有3 268家机构在场地化学氧化修复技术领域开展研究,发文量前10的机构如表1所示。发文量前10的机构中,中国占9家,美国占1家,表明目前中国对场地化学氧化修复技术领域比较关注,并有较多研究成果产出。其中,中国科学院以206篇文献位居榜首,占总发文量的4.44%。从总被引次数来看,中国科学院文献的被引量高达9 212次,排名第一,远超其他机构;从篇均被引次数来看,排名第一的是西安建筑科技大学,篇均被引量为52.28次,其它篇均被引次数较多的机构还有中国科学院 (44.72) 和南京农业大学 (45.52) 。综合上述各指标可知,目前场地化学氧化修复领域的研究主要集中在高等院校。

    表 1  1990—2022年场地化学氧化修复技术领域发文量前10的机构
    Table 1.  Top 10 institutions in the field of chemical oxidation technology for site remediation in 1990—2022
    排名 机构 发文数量/篇 总被引次数 篇均被引次数 总联系强度
    1 中国科学院 206 9 212 44.72 264
    2 华东理工大学 98 1 820 18.57 154
    3 中国科学院大学 87 2 834 32.57 138
    4 中国地质大学 74 1 898 25.65 48
    5 同济大学 63 2 735 43.41 89
    6 清华大学 63 2 343 37.19 62
    7 哈尔滨工业大学 54 2 069 38.31 54
    8 南京农业大学 54 2 404 44.52 34
    9 西安建筑科技大学 53 2 771 52.28 43
    10 亚利桑那大学 46 1 225 26.63 57
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    图2(a)和图2(b)分别为各国家与机构间的合作关系,图中节点大小表示国家/机构发文数量,距离代表合作紧密程度,连线粗细代表合作次数。中国和美国作为场地化学氧化修复技术领域的领军力量,两国的合作最为密切。此外,中国与澳大利亚、巴基斯坦等国家有较多合作,而美国则与韩国、加拿大等国家合作频繁。结合图2(b)和表1中机构的总联系强度,发文量多的机构普遍与其他机构存在合作关系,如中国科学院除与国内高校合作外,与美国环保署、辛辛那提大学等国外机构也有较为广泛的合作。

    图 2  文献产出国和机构之间合作关系
    Figure 2.  Cooperation between paper contributing countries and institutions

    场地化学氧化修复技术领域研究共涉及14 519名学者,发文量前10的学者如表2所示。发文量排名前三的学者均来自华东理工大学,分别为LYU S G (107篇) 、SUI Q (64篇) 和QIU Z F (58篇) 。在篇均被引次数方面,来自中国科学院的FANG G D (64.37) 和南京大学 (原中国科学院) 的ZHOU D M (63.52) 具有一定优势,分别位列一、二名,说明2人在场地化学氧化修复领域研究实力较强,具有较高影响力。

    表 2  1990—2022年场地化学氧化修复技术领域发文量前10的作者
    Table 2.  Top 10 authors in the field of chemical oxidation technology for site remediation in 1990—2022
    排名 作者 所属机构 发文数量/篇 总被引次数 篇均被引次数
    1 LYU S G 华东理工大学 107 2 716 25.38
    2 SUI Q 华东理工大学 64 2 031 31.73
    3 QIU Z F 华东理工大学 58 1 984 34.21
    4 GU X G 上海市城市建设设计研究总院 (原华东理工大学) 50 1 744 34.88
    5 SANTOS A 马德里康普顿斯大学 36 692 19.22
    6 DANISH M 马丹工程与技术大学 32 677 21.16
    7 ZHOU D M 南京大学 (原中国科学院) 31 1 969 63.52
    8 FANG G D 中国科学院 30 1 931 64.37
    9 ROMERO A 马德里康普顿斯大学 30 674 22.47
    10 XU J L 西安建筑科技大学 29 309 10.66
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    分析载文期刊可识别该领域核心期刊,有助于学者查阅文献和进行成果发表。场地化学氧化修复技术领域相关的4 642篇文献分别来源于562个期刊。从表3可以看出,Chemosphere是载文最多的期刊,共刊登405篇与该领域相关的文献,占总发文量的8.72%;Environmental Science & Technology刊登的文献具有最高的引用次数,总被引次数达19 204;Chemical Engineering Journal则具有最高的影响因子 (15.1,2022年)。总体而言,载文量排名前10的期刊大多为环境领域主流期刊,具有较高权威性,对研究成果质量和创新性要求较高。

    表 3  1990—2022年场地化学氧化修复技术领域载文量前10的期刊
    Table 3.  Top 10 journals in the field of chemical oxidation technology for site remediation in 1990—2022
    排名 期刊 国家 文献数量/篇 引用次数 影响因子 (2022年)
    1 Chemosphere 英国 405 17 870 8.8
    2 Journal of Hazardous Materials 荷兰 329 17 989 13.6
    3 Chemical Engineering Journal 瑞士 293 15 299 15.1
    4 Environmental Science & Technology 美国 204 19 204 11.4
    5 Water Research 英国 199 14 952 12.8
    6 Science of the Total Environment 荷兰 157 9 275 9.8
    7 Environmental Science and Pollution Research 德国 154 2 359 5.8
    8 Journal of Environmental Management 英国 82 2 801 8.7
    9 Separation and Purification Technology 荷兰 81 1 934 8.6
    10 Water Science and Technology 英国 79 1 426 2.7
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    高频关键词反映该领域总体研究热点和趋势。场地化学氧化修复技术领域4 642篇文献共计有12 338个关键词,利用VOSviewer关键词分析功能,提取出现频次大于80次的90个关键词 (图3) 。图中节点大小表示关键词所占权重,即关键词出现次数的直观表现。出现频次较高的关键词包括oxidation (1 123次),groundwater (689次),hydrogen peroxide (615次),soil (585次),kinetics (584次),adsorption (455次),persulfate (408次),polycyclic aromatic hydrocarbons (387次),mechanism (361次),biodegradation (351次),iron (305次)。由高频关键词分析可知:①土壤和地下水是污染物的重要载体;②氧化剂是化学氧化修复技术的核心,过氧化氢和过硫酸盐是化学氧化修复技术研究和应用最多的氧化剂,而铁基材料则是研究较多的催化/活化材料;③化学氧化技术多用于修复场地中有机污染物,以多环芳烃为典型代表;④化学氧化修复技术可与生物修复等技术联合使用,以提高污染物去除效果。

    图 3  1990—2022年场地化学氧化修复技术领域关键词共现网络
    Figure 3.  Keywords co-occurrence network of chemical oxidation technology for site remediation in 1990—2022

    突现关键词反映某一时间段内新兴的研究热点。利用CiteSpace的关键词突现功能,设置关键词连续突现时间为2年,时间切片为1年,得到164个突现词,按照突现强度和突现时间提取其中20个突现词进行分析,结果如图4所示。早期化学氧化修复技术多使用过氧化氢 (1990—2005年) 和臭氧 (1990—2007年) ,随后在此基础上发展了催化过氧化氢的芬顿/类芬顿技术 (1997—2011年) 。原位化学氧化修复技术发展迅速,2017—2020年发文量显著增加。此外,过硫酸盐 (过一硫酸盐和过二硫酸盐) 及其活化方法/材料 (2020—2022年) 是近几年场地化学氧化修复技术领域研究热点。

    图 4  1990—2022年场地化学氧化修复技术领域关键词突现图谱
    Figure 4.  Keywords with the strongest citation bursts in the field of chemical oxidation technology for site remediation in 1990—2022

    场地化学氧化技术可处理大部分有机污染物以及砷污染[14-16]。根据关键词分析,对1990—2022年文献中污染物进行统计分类 (图5) 。化学氧化修复技术适用的污染物主要包括多环芳烃 (PAHs) 、卤代烃、苯系物 (BTEX) 、石油烃 (TPH) 、农药、药品与个人护理用品 (PPCPs) 以及其它有机污染物 (如染料、增塑剂和全氟化合物等) 和砷。多环芳烃和卤代烃是场地中研究最多的污染物,分别出现1 001次和939次。多环芳烃主要出现在石油化工、焦化炼钢等场地,其疏水性强,难生物降解,具有“三致”效应,可通过生物积累进入食物链,危害人体健康,已被多国列入环境优先污染物名单中[17-18]。卤代烃是重要的化工原料,在化工、制药和电子拆解等行业企业场地中污染较为严重,三氯乙烯 (TCE,295次) 和多氯联苯 (PCBs,130次) 是研究最多的卤代烃[19]。卤代烃多具有持久性、生物富集性和高毒性的特点,其重质非水相液体 (DNAPLs) 难溶于水,在土壤和地下水中赋存和迁移转化过程较为复杂。需要指出的是,化学氧化修复技术可将三价砷氧化为五价砷,降低其毒性和迁移性,进而实现其高效修复[20]

    图 5  关键词中污染物类型及出现频次
    Figure 5.  Types of pollutants in keywords and their frequency of occurrence

    氧化剂是场地化学氧化修复技术的核心[21]。基于关键词,统计了1990—2022年文献中涉及的氧化剂。如图6(a)所示,排名前5的氧化剂分别为过氧化氢、过硫酸盐、臭氧、高锰酸钾和过氧化钙。过氧化氢最早被用于污水处理,随着场地修复产业发展,基于过氧化氢的化学氧化修复技术 (芬顿/类芬顿技术) 被逐步应用于土壤和地下水修复。为提高传统芬顿技术降解污染物性能,可通过添加螯合剂和外加能量拓宽其pH应用范围和促进铁价态转化[22-26]。从图6(b)可以看出,过硫酸盐相关研究多集中于近10年,2019年发文量显著增加,并首次超过过氧化氢。过硫酸盐在热[27]、碱[28]、过渡金属[29]、电场[30]、紫外光[31]等作用下产生硫酸根自由基 (SO4·,E0=2.60 V),其氧化还原电位接近羟基自由基 (·OH,E0=2.80 V)。相较于过氧化氢,过硫酸盐的优势在于:①更好的稳定性,SO4·半衰期 (40 μs) 远大于·OH (<1 μs);②更多的自由基产量;③更广泛的活化方法和④更宽松的反应条件[32]。臭氧既可与污染物直接反应,也可经催化后生成自由基与污染物反应,早期多用于地下水修复。用于土壤修复时,需要考虑土壤性质 (湿度、成分和结构以及pH等) 对修复效果的影响[33-34]。高锰酸钾主要通过电子转移发生反应,反应机制主要取决于pH。由于自身氧化性较弱 (E0=1.68 V) ,对一些结构复杂、抗氧化性强的有机污染物去除效果不明显。过氧化钙与水反应会生成过氧化氢,可作为过氧化氢的有效替代品,解决直接使用过氧化氢导致的氧化剂不稳定和快速消耗等问题[35]

    图 6  1990—2022年场地化学氧化修复技术领域氧化剂应用情况
    Figure 6.  Application of oxidants in the field of chemical oxidation technology for site remediation in 1990—2022

    化学氧化技术可原位或者异位处理污染场地,在实际原位修复过程中,需考虑氧化剂在低渗透性粘土和非均质含水层中的输送扩散问题[36-37]。同时,外加氧化剂会使土壤pH下降并导致部分元素价态改变,以及消耗其中有机质和矿物质,过量氧化剂残留和副产物对构筑物地下部分潜在腐蚀风险,影响场地安全再利用[38-40]

    过氧化氢和过硫酸盐是目前场地土壤和地下水修复中常用的氧化剂,上述2种氧化剂需经催化/活化才能产生活性物质,催化/活化方法直接影响活性物质的种类和产量,进而影响污染物去除效果[41]。基于关键词分析,筛选过氧化氢和过硫酸盐催化/活化方法文献可知 (图7) ,铁基催化剂是目前研究焦点,其次是光催化和电催化。此外,过硫酸盐活化方法还包括热活化、碱活化、微波活化和超声波活化等,碳及其改性材料活化过硫酸盐近期也被广泛关注。虽然光催化与电催化均是高效且环保的催化方法,但在实际使用中,光催化受紫外光穿透能力限制,电催化则可能引起土壤酸化、氧化副产物累积等问题。铁基催化剂效率高、易获得、成本低且铁离子对环境危害小,是研究最多的催化材料。早期铁基催化剂的研究主要集中在铁离子和含铁化合物;为提高反应活性,近年来纳米零价铁被用作催化剂,并在此基础上开发了杂原子掺杂、碳材料负载、双金属修饰等多种新型铁基催化材料[42]。研究表明,碳材料 (生物炭、活性炭和石墨烯等) 自身即可实现过硫酸盐高效活化,其具有绿色环保、多孔结构、比表面积大以及导电性好等优点,逐渐成为研究热点,具有较大的应用潜力[43]

    图 7  过氧化氢和过硫酸盐常用催化/活化方法
    Figure 7.  Common catalytic/activated methods for hydrogen peroxide and persulfate

    化学氧化技术已广泛应用于国内外污染场地修复。然而,实际场地污染比较复杂,单一的化学氧化修复技术往往不能达到修复效果,为此,需开发联合修复技术以高效去除污染物。统计分析1990—2022年文献中涉及的化学氧化联用技术可知,化学氧化修复技术可与生物修复 (696次)、淋洗 (172次)、热修复 (125次)、电动修复 (100次) 和抽提 (76次) 等技术联用。

    生物修复是与化学氧化联用最多的技术。化学氧化可以影响微生物丰度和多样性,通过提供电子受体、改变氧化还原电位和增加底物可利用性等途径增强生物降解效率[44-46]。化学氧化修复技术与淋洗技术联用,一方面,表面活性剂增溶作用可有效增加溶液中污染物浓度,使污染物与氧化剂更容易接触;另一方面,表面活性剂可使低溶解性有机污染物更易被氧化剂利用[47-48]。热修复技术与化学氧化修复技术联用可增强氧化剂活性,促进氧化反应进行;高温促进污染物解吸,有利于污染物和氧化剂接触,加速污染物降解。此外,在环境温度下表现出抗氧化性的一些污染物在高温下也更容易被氧化剂降解[49]。考虑到氧化剂在低渗透粘土中迁移性较差,化学氧化修复技术与电动修复技术结合,可有效促进氧化剂迁移,进而提高污染物去除效果[50-52]。化学氧化修复技术通常可用于处理抽提技术抽出的污染气体或液体,在抽提过程中添加氧化剂也可有效去除污染物,且抽提过程有利于污染物扩散。化学氧化联合其他修复技术降解污染物应用情况见表4

    表 4  化学氧化联合其他修复技术降解污染物应用情况
    Table 4.  Application of chemical oxidation coupled with other remediation techniques for pollutants degradation
    联用技术 污染物及浓度 降解条件 去除效果 来源
    化学氧化+生物修复 苯并[a]芘,[BaP]=0.7 mg·kg−1 500 g土壤,含水率20%,10~40 mmol·L−1 Na2S2O8或KMnO4,25 ℃,60 d 20 mmol·L−1 Na2S2O8:98%;10 mmol·L−1 KMnO4:84%;显著促进微生物群落的活力 文献[53]
    化学氧化+淋洗 菲、荧蒽、芘,浓度均为100 mg·kg−1 ①十二烷基硫酸钠淋洗20 g土壤48 h;②含nZVI或SiO2/nZVI的50 mmol·L−1过硫酸盐溶液处理淋洗废液,25 ℃,30 min nZVI:84%、89%、91%;SiO2/nZVI:75%、85%、87% 文献[54]
    化学氧化+热修复 多环芳烃,[PAHs]=101.6 mg·kg−1 125 g土壤,0~2.5 mmol·g−1Na2S2O8,电强8 v·cm−1,6 g 0.1% NaCl电解质溶液,90±10 ℃,240 min 电阻加热 (ERH) :36%;ERH+2.5 mmol·g−1Na2S2O8:79% 文献[55]
    化学氧化+电动修复 石油烃,[TPH]=10 000 mg·kg−1 3 kg土壤,Fe3O4 (阳极) 和石墨 (阴极) ,电压1.0 V·cm−1,15 d,阳极电解液为10% H2O2+0.1 mol·L−1柠檬酸,阴极电解液为0.1 mol·L−1柠檬酸 89% 文献[56]
    化学氧化+抽提 挥发性有机污染物,包括N-亚硝基二甲胺、三氯乙烯和二氯乙烷 氯气/紫外光 (Cl2/UV) 化学氧化工艺过氧化氢/紫外光 (H2O2/UV) 化学氧化工艺 两种污染物的去除率均接近100%,且Cl2/UV工艺成本更低 文献[57]
    重质非水相液体,包括氯乙烯、二氯乙烷、三氯乙烷和三氯乙烯 ①抽提,1~180 d②抽提+化学氧化 (1.5% Na2S2O8和0.03% NaOH) ,180~228 d③监测污染物及SO42-浓度,连续监测90 d 经抽提+化学氧化处理后,地下水中氯代烃浓度均降低至目标浓度以下 文献[58]
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    作为近年来的研究热点,化学氧化修复技术在污染场地中得到快速应用和发展。基于场地化学氧化修复技术领域相关文献计量学分析结果,该领域未来发研究重点与趋势如下。

    1) 新型氧化剂及其缓释材料。场地修复中常用的氧化剂稳定性差、反应速率过快 (导致自身淬灭) 或与天然有机质反应,导致其利用率较低[59]。为此,可使用新型氧化剂,例如过碳酸钠、过氧化钙等碱土金属过氧化物和高铁酸盐等,还可开发控制反应活性物质释放、减少氧化剂非选择性消耗的缓释型氧化剂[60]。缓释型氧化剂主要由氧化剂 (如高锰酸盐、过硫酸盐和碱土金属过氧化物等) 和惰性基质 (如水泥、石蜡、聚合树脂、海藻酸盐和二氧化硅等) 组成。研发新型氧化剂及其缓释材料,优化载体材料选择与制备,并研究其在污染场地土壤和地下水中释放和迁移。

    2) 优化催化/活化材料。催化/活化方法影响活性物质的种类和产量,进而影响修复效果。碱活化剂 (如氢氧化钠和氧化钙等) 在场地中应用比较成熟,但需要调节pH至10.0以上,对环境影响较大[61]。相较而言,以纳米零价铁为基础的新型铁基材料高效、无毒、经济成本低且不会引入二次污染,是比较理想的催化/活化材料[62]。优化催化/活化材料设计思路,定向调控产生氧化性物质类型,增强对特定污染物的选择性,进而提高催化/活化氧化剂效率,并探究其在土壤和地下水中迁移、活性物质产生机制、与污染物作用机理及污染物降解过程。

    3) 实际场地修复技术选择与联用。实际污染场地污染物类型和分布较为复杂,进行污染治理和风险控制时,需全面了解场地污染情况,综合考虑场地污染特征、水文地质特征及后续用途,筛选适合的修复方法。针对场地不同污染物类型,当单一化学氧化修复技术达不到修复效果时,可选择化学氧化与生物、淋洗、热、电动和抽提等联用修复技术,发挥化学氧化技术和耦合技术的“协同作用”,强化污染物快速降解和高效分离,增强氧化剂定向迁移和稳定传输,提高污染物修复效果。

    4) 生态环境风险及评价方法。化学氧化修复中外加药剂可能会引起土壤及地下水理化性质 (包括pH、矿物组成和有机质含量等) 和微生物群落结构变化,进而影响修复后场地再利用[63-64]。残余氧化剂和氧化降解副产物可能对混凝土、金属地基等工程基础产生潜在腐蚀风险[65]。此外,不完全氧化可能导致毒性中间产物的产生和积累,且氧化剂会改变部分元素 (砷、锑和铬等) 的价态、赋存形态和迁移性,具有潜在的环境风险[66]。因此,需建立化学氧化修复技术全过程评价体系,完善修复后场地环境监测和生态风险评价,探寻修复效果和环境风险之间的平衡。

    1) 1990—2022年场地化学氧化修复领域文献的发文量呈逐年增长趋势。从发文国家、机构和作者可以看出,中国对该领域较为重视且有较多成果产出,中国是发文量最多的国家,占总发文量的37.16%;中国科学院的发文量与被引频次均位居榜首;在发文量排名前10的作者中,中国学者占据7席。中国注重国际合作交流,与美国、澳大利亚等国家均有较多合作。

    2) 化学氧化修复技术是土壤和地下水可持续修复推荐的绿色修复技术,主要用于修复场地中以多环芳烃和卤代烃为代表的有机污染物。过氧化氢和过硫酸盐是常用氧化剂,铁基材料是目前研究最多的催化/活化材料,化学氧化可与多种修复技术联用以提高污染物去除效果。

    3) 虽然我国在场地化学氧化修复技术领域已发表较多文章,但工程应用相对较少。针对我国场地污染防治的重大科技需求与战略任务,需研发创新场地氧化修复材料 (包括氧化剂和催化剂) ,突破高效性与长效性材料制备的关键瓶颈技术,开发药剂原位注入技术和装备。基于分级分类原则,针对场地用途及污染特征,选择适宜修复技术,并发展多技术、多工艺优化组合的协同化学氧化修复技术体系。同时,也需关注修复后场地的环境监测和生态风险评价,保障场地再开发安全利用。

  • 图 1  MCDI装置

    Figure 1.  MCDI device

    图 2  MCDI对5种模拟垃圾渗滤液中阳离子的吸附量

    Figure 2.  Adsorption amount of cations in five artificial landfill leachates by MCDI

    图 3  MCDI对5种模拟垃圾渗滤液中阴离子的吸附量

    Figure 3.  Adsorption amount of anions in five artificial landfill leachates by MCDI

    图 4  MCDI对模拟垃圾渗滤液A0、C1、C2、C3和C4的吸附结果

    Figure 4.  Adsorption effects of artificial landfill leachates of A0, C1, C2, C3 and C4 by MCDI

    图 5  3个吸附周期下模拟垃圾渗滤液C1、C2、C3和C4的腐殖酸去除率

    Figure 5.  Humic acid removal rate in landfill leachates of C1、C2、C3 and C4 in three adsorption cycles

    图 6  3个吸附周期下模拟垃圾渗滤液A0、C1、C2、C3、C4的吸附结果

    Figure 6.  Adsorption results of landfill leachates of A0, C1, C2, C3, C4 in three adsorption cycles

    表 1  模拟垃圾渗滤液成分

    Table 1.  Landfill leachate compositions mg·L−1

    溶液编号NH4HCO3腐殖酸(NH4)2SO4KH2PO4NaHCO3KClKNO3Na2SO4
    A0002 00050300300300400
    B150002 00050300300300400
    B21 00002 00050300300300400
    B31 50002 00050300300300400
    B42 00002 00050300300300400
    C101 0002 00050300300300400
    C201 5002 00050300300300400
    C302 0002 00050300300300400
    C402 5002 00050300300300400
      注:A0中没有加入NH4HCO3和腐殖酸;B1~B4中加入了不同浓度的NH4HCO3,且为了防止有机物的干扰,这里没有加入有机成分;C1~C4中加入了不同浓度的腐殖酸。
    溶液编号NH4HCO3腐殖酸(NH4)2SO4KH2PO4NaHCO3KClKNO3Na2SO4
    A0002 00050300300300400
    B150002 00050300300300400
    B21 00002 00050300300300400
    B31 50002 00050300300300400
    B42 00002 00050300300300400
    C101 0002 00050300300300400
    C201 5002 00050300300300400
    C302 0002 00050300300300400
    C402 5002 00050300300300400
      注:A0中没有加入NH4HCO3和腐殖酸;B1~B4中加入了不同浓度的NH4HCO3,且为了防止有机物的干扰,这里没有加入有机成分;C1~C4中加入了不同浓度的腐殖酸。
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    表 2  离子的物理性质

    Table 2.  Physical properties of ions

    离子摩尔质量/(g·mol−1)水合半径Ri/(0.1 nm)离子半径/(0.1 nm)水中的扩散系数Di/(10−9m2·s−1)水化率离子电荷
    NH+418.043.311.481.962.24+1
    Na+22.993.580.951.333.77+1
    K+39.103.311.331.962.49+1
    SO2496.063.792.91.071.31−2
    NO362.003.352.641.911.27−1
    CO2360.013.942.660.921.48−2
    Cl35.453.321.812.031.83−1
      注:水化率为离子的水合半径与离子半径的比值。
    离子摩尔质量/(g·mol−1)水合半径Ri/(0.1 nm)离子半径/(0.1 nm)水中的扩散系数Di/(10−9m2·s−1)水化率离子电荷
    NH+418.043.311.481.962.24+1
    Na+22.993.580.951.333.77+1
    K+39.103.311.331.962.49+1
    SO2496.063.792.91.071.31−2
    NO362.003.352.641.911.27−1
    CO2360.013.942.660.921.48−2
    Cl35.453.321.812.031.83−1
      注:水化率为离子的水合半径与离子半径的比值。
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  • 期刊类型引用(1)

    1. 杨健. 渗滤液组合工艺处置过程污染物组分迁移变化特性. 广东化工. 2023(24): 97-99 . 百度学术

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图( 6) 表( 2)
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出版历程
  • 收稿日期:  2019-01-05
  • 录用日期:  2019-04-17
  • 刊出日期:  2019-12-01
朱斯宇, 唐浩, 余健. 氨氮和腐殖酸对膜电容去离子技术去除垃圾渗滤液中无机离子的影响[J]. 环境工程学报, 2019, 13(12): 2816-2826. doi: 10.12030/j.cjee.201901036
引用本文: 朱斯宇, 唐浩, 余健. 氨氮和腐殖酸对膜电容去离子技术去除垃圾渗滤液中无机离子的影响[J]. 环境工程学报, 2019, 13(12): 2816-2826. doi: 10.12030/j.cjee.201901036
ZHU Siyu, TANG Hao, YU Jian. Effect of ammonia-nitrogen and humic acid on inorganic ions removal from landfill leachate by the membrane capacitive deionization technology[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(12): 2816-2826. doi: 10.12030/j.cjee.201901036
Citation: ZHU Siyu, TANG Hao, YU Jian. Effect of ammonia-nitrogen and humic acid on inorganic ions removal from landfill leachate by the membrane capacitive deionization technology[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(12): 2816-2826. doi: 10.12030/j.cjee.201901036

氨氮和腐殖酸对膜电容去离子技术去除垃圾渗滤液中无机离子的影响

    通讯作者: 余健(1964—),男,博士,教授。研究方向:水质净化与水污染控制。E-mail:jianyu@hnu.edu.cn
    作者简介: 朱斯宇(1993—),男,硕士研究生。研究方向:水质净化与水污染控制。E-mail:zsy253733052@qq.com
  • 1. 湖南大学土木工程学院,长沙 410082
  • 2. 宾夕法尼亚印第安纳大学化学系,印第安纳郡 15705
基金项目:
湖南创新型省份建设专项经费资助(2019SK2111)

摘要: 高浓度氨氮及大量腐殖质的存在一直以来都是膜电容去离子技术(membrane capacitive deionization,MCDI)应用于垃圾渗滤液除盐的重要难题。采用PE离子交换膜作为膜材料,以活性交联碳布(activated carbon cloth,ACC)作为吸附材料组装MCDI装置,并对含有不同浓度梯度的氨氮和腐殖酸的模拟垃圾渗滤液进行吸附除盐实验。结果表明,垃圾渗滤液中氨氮浓度的增加会使MCDI对氨氮的去除量上升,但会导致Na+、K+和SO42−的吸附量显著下降,而ClNO3受到的影响较小。较低浓度腐殖酸(0~1 500 mg·L−1)的存在能一定程度促进MCDI对K+和NH4的吸附,但过高的腐殖酸(1 500~2 000 mg·L−1)浓度会导致所有无机离子特别是阴离子吸附量的下降,且腐殖酸的存在也会降低MCDI对所有离子的再吸附效果,减小MCDI的使用寿命。对垃圾渗滤液进行预处理,将氨氮和腐殖酸的浓度降低,有利于提高MCDI的去离子效果。

English Abstract

  • 垃圾渗滤液是垃圾在填埋和堆放过程中通过淋溶作用形成的污水受重力场作用流动的产物。其中不仅含有大量难以去除的水溶性有机质(dissolved organic mater,DOM),也含有许多高浓度的无机离子。有研究发现,腐殖酸是垃圾渗滤液中DOM的一种主要成分[1],由高分子的胡敏酸(humic acid,HA)和中等分子的富里酸(fulvic acid,FA)等组成,其难降解性加大了垃圾渗滤液的处理难度[2-3]。在无机离子中,除有钾离子、钠离子、硫酸根离子、硝酸根离子等离子外,还有高浓度的氨氮存在[4],由于垃圾渗滤液的长期缺氧环境,其中的氨氮难以被氧化[5]。反渗透技术(reverse osmosis, RO)一直以来都被证明是一种处理垃圾渗滤液的有效方法[6],其不仅对有机污染物有着高效的去除率,同时也能够去除绝大多数无机离子[7]。然而,反渗透进水中高浓度的有机物和无机离子往往会增大反渗透膜的负担,降低其去除效果并减少其使用寿命,大大增加垃圾渗滤液的处理成本。因此,急需新技术对垃圾渗滤液进行预处理,与反渗透技术进行组合,以提高垃圾渗滤液处理的效果。

    膜电容去离子技术(membrane capacitive deionization,MCDI)是一种通过循环充放电过程来实现离子的去除和再生的技术。在充电过程中,溶液在流经电极时阴阳离子分别在电场力的作用下被不断吸附到阳极和阴极上形成双电层;在放电过程中,通过将电极反接或者短接,阴极和阳极上被吸附的离子又重新脱回到浓水中,实现阴阳极的再生[8]。离子交换膜的存在不仅能抑制与膜极性相同的离子被吸附,从而提高吸附效率,而且在脱附时极性相反的离子能够得到充分的冲洗,有效地防止共离子效应[9],使得脱附更加充分[10-11]。相较于RO技术来说,MCDI在无机离子的去除上有着更低的能耗和更好的再生效果[12-13],具有作为RO技术的预处理工艺的潜力。但在对垃圾渗滤液进行吸附除盐的应用上,MCDI技术还存在着许多难点。LIU等[14]发现腐殖酸会对活性炭造成污染和破坏,造成电化学氧化并产生二氯乙酸前体物,进而影响其对无机离子的吸附效果并产生大量污染。FANG等[15]发现氨氮会在电容去离子的吸附过程中与其他离子产生竞争关系,影响其他无机离子的吸附。

    目前,MCDI技术对垃圾渗滤液中无机离子的去除效果的影响因素以及相应的机理的研究还处于空白状态,这成为MCDI技术应用于垃圾渗滤液除盐的巨大阻碍。本研究以垃圾渗滤液中典型的主要无机离子含量为参照进行人工配水,探讨了不同氨氮和腐殖酸浓度对MCDI去除模拟垃圾渗滤液中无机离子的影响。

  • 实验试剂:硫酸铵((NH4)2SO4,分析纯)、磷酸二氢钾(KH2PO4,分析纯)、碳酸氢钠(NaHCO3,分析纯)、氯化钾(KCl,分析纯)、硝酸钾(KNO3,分析纯)、碳酸氢铵(NH4HCO3,分析纯)、硫酸钠(Na2SO4,分析纯)和腐殖酸(分析纯)。

    实验仪器:数显恒温磁力加热搅拌器(群安实验仪器有限公司,HS-19),直流稳压电源(深圳科睿源科技有限公司,KA3010D),台式可见分光光度计(哈希DR3900),原子吸收光谱仪(岛津AA-7000),离子色谱仪(瑞士万通,761Compact IC),pH计测试仪(上海越平PH-3C),超声波清洗仪(深圳科洁超声科技有限公司,KJ-20AD),数显电导率仪(上海越平科学仪器有限公司,DDS-11A)。

  • 装置电极的组成包括:活性交联碳布(activated woven carbon cloth,FM10,chemviron carbon cloth division,UK);PE阴阳离子交换膜(苯乙烯磺酸型阳离子交换膜,苯乙烯季铵型阴离子交换膜,杭州绿合环保有限公司);泡沫镍(250 mm×250 mm×0.3 mm);亚克力板(250 mm×250 mm×5 mm),东莞市马良橡塑制品有限公司;硅胶垫(250 mm×250 mm×0.2 mm)。实验装置主要由MCDI电极、进水槽、蠕动泵、恒压电源和流量计等组成,如图1所示。

  • 为考察氨氮和腐殖酸对模拟垃圾渗滤液中无机离子去除的影响,实验开始前,首先采用试剂配制了9种250 mL的垃圾渗滤液模拟溶液各3瓶,其成分如表1所示。实验用水为去离子水。

    实验开始时,首先设置MCDI的流量为20 mL·min−1,电压为1.2 V,然后对每种模拟垃圾渗滤液进行3个周期的单通道吸附过程。在每个吸附周期之后,用去离子水对MCDI进行脱附,直到电导率不再升高。3次吸附周期完成后,进行离子交换膜和活性炭布的超声波清洗过程。

  • 待测数据包括9种模拟垃圾渗滤液的配制液和3次循环中吸附后的处理液的Na+、K+NH+4、ClSO24NO3的浓度以及pH和UV254。测定之前,先将所有待测样用水相针式过滤器(13 mm×0.45 μm)进行过滤。Na+和K+的浓度依据GB 11904-1989,采用岛津AA-7000原子吸收光谱仪进行测定。NH+4SO24的浓度依据《哈希常用试剂方法》,采用哈希DR3900台式可见分光光度计测定。ClNO3分别依据GB 11896-1989和《水和废水监测分析方法(第4版)》,采用离子色谱仪进行测定,色谱柱型号为Super7,进样方式为自动进样。pH采用pH计测试仪进行测定,UV254采用Cary8454紫外分光光度计进行测定,以吸光度作为腐殖酸的浓度的替代参数。

    在组装MCDI装置前,将ACC在100 ℃下进行24 h的烘干,以平均离子吸附量来表征MCDI对离子的吸附效果,其计算方法如式(1)所示。

    式中:αii离子(i为Na+、K+、NH4+、ClSO24NO3)的平均离子吸附量,mg·g−1ci0cit分别是i离子在原液中和吸附后的浓度,mg·L−1V为模拟垃圾渗滤液的体积,mL;m为单片活性炭布的质量,g。

    通常,腐殖酸主要是腐殖酸(胡敏酸)、富里酸(黄腐酸)和腐殖素(胡敏素)的统称,其中各成分的溶解性随着溶液pH的变化有较大的差异[16]。由于DOMs在254 nm的波长处有吸收,故国内外通常采用UV254作为评价腐殖酸在内的DOMs总量的重要指标[17]。本研究采用人工配水,DOMs中仅包含腐殖酸,因此,采用UV254直接表征溶液中腐殖酸浓度,用UV254的去除率表征溶液中腐殖酸的去除效果,计算方法如式(2)所示。

    式中:β为腐殖酸的去除率;λ0λt分别为模拟垃圾渗滤液原液和经MCDI处理后在254 nm处的吸光度。

  • 1) 氨氮对阳离子的吸附效果的影响。图2列出了不同浓度氨氮下,MCDI装置对模拟垃圾渗滤液中Na+、K+NO3的吸附效果。与模拟垃圾渗滤液A0相比,B1、B2、B3和B4的氨氮吸附量分别增大了58.17%、79.27%、105.65%和109.37%。可以看出,当初始氨氮浓度从535.21 mg·L−1(A0)提高到875.66 mg·L−1(B3)时,α(NH+4)迅速增加,然而与B4和B3相比,α(NH+4)并未发生太大改变。这可能是因为较高的离子浓度会产生更强的驱动力,促使离子穿透离子交换膜与ACC接触[18],此外,根据离子的吸附动力学,在一定范围内,离子的吸附量与其浓度为正相关的关系[19]。但当氨氮浓度过高时,一方面受ACC上的吸附位点的限制,其吸附速度已经达到了极限;另一方面,离子浓度过高会造成电流效率的降低,同离子的积累将增大离子间的排斥效应,使得多余的离子更难以被ACC吸附[20]

    图2还可以看出,MCDI对于阳离子的吸附量大小顺序为α(NH4+)>α(K+)>α(Na+)。K+和Na+的吸附量由于初始氨氮浓度的升高而降低,当氨氮浓度升高到875.66 mg·L−1(B4)时,2种离子的吸附量开始迅速下降,α(Na+)的下降的程度(最高65.13%)要大于α(K+)(最高为47.48%)。这是由于NH+4、Na+和K+在被MCDI的阴极吸附时具有离子选择效应,该效应受到离子的水力半径和离子扩散系数等因素的影响[21-22]。离子水合作用指的是离子和水分子之间的静电作用,属于离子-偶极作用。当离子进入水中时,这种静电作用就使水分子朝离子围拢过来,最终使水分子与离子以特定的方式结合,即以离子对的形式或水分子包围离子的形式。离子电荷强度将会受到极性水分子的静电屏蔽(electrostatic screening)作用的影响,当离子的水合半径越大时,这种静电屏蔽效应越强烈,离子被MCDI的电场的吸附效果越弱[23]。另外,离子在膜上的扩散通量是影响MCDI对离子吸附效果的另一因素,Nernst-Planck方程[24-25]很好地描述了这种关系(见式(3))。

    式中:Jii离子在膜上的通量,mmol·(s·cm2)−1Di为离子扩散系数,cm2·s−1zi为离子的价态;ci为离子的浓度,mmol·cm−3;gradci和gradΦ分别为离子的浓度梯度和电势梯度。

    鉴于模拟垃圾渗滤液中,离子在MCDI的流道中将发生密集的流体混合,在隔离物上呈现低浓度分布,因此,忽略离子的浓度梯度gradci对离子通量的影响[26]。此外,本研究拟定当施加1.2 V的电压时,MCDI阴阳极双电层结构是对称的[27],结合式(3)可以推断i离子和j离子在离子交换膜上的通量JiJj的比值应该遵循式(4)。

    结合表2和式(4),垃圾渗滤液中3种阳离子初始离子通量关系为JNH+4>JK+>JNa+,在垃圾渗滤液A0中,JNaJKJNH+4=1∶1.87∶3.61;同时,离子的水合半径大小为RNa+>RK+=RNH+4。由于Na+在3种阳离子中有最大的水合半径和最小的离子通量,故吸附量最低。尽管NH+4和K+在水合半径上是一致的,但NH+4比K+的水化率低,因而3种离子在MCDI的选择竞争性应该为NH+4>K+>Na+,且Na+由于水化率和水合半径的关系受到NH+4竞争的影响要大于K+

    2) 氨氮对阴离子的吸附效果的影响。图3列出了不同浓度的氨氮下MCDI装置对模拟垃圾渗滤液中ClSO24NO3等3种离子的吸附结果。可以看出,SO24的吸附量要显著高于ClNO3。这可能归因于以下2个方面:首先,2种离子所带的电荷数不同,这将取代离子的水合半径成为影响离子吸附效果的主要因素,尽管从水合半径来看,RSO24大于RClRNO3(表2),但二价离子的有效电荷量仍然高于一价离子[23];其次,模拟垃圾渗滤液中SO24的初始浓度显著高于ClNO3 (表1),从式(4)可以计算出3种阴离子的初始离子通量关系为JSO24>>JNO3>JCl

    由横向比较的结果可以看出,α(SO24)随着模拟垃圾渗滤液中氨氮浓度的升高而显著下降,相比模拟垃圾渗滤液A0,B1~B4的α(SO24)分别下降了6.79%、18.28%、29.74%和35.25%,但α(Cl)和α(NO3)的变化趋势则不明显。这是因为RSO24RClRNO3更高,SO24受到NH+4的竞争影响最大,吸附量下降得最快,此时由于两极电荷平衡的影响,α(Cl)和α(NO3)反而会有所升高(A0、B1、B2)。从表2可以看出,尽管NO3与Cl在水合半径和扩散系数上差别不大,但由于Cl的水化率要显著高于NO3,因此,Cl受到NH+4竞争的影响大于NO3,在氨氮浓度过高时,α(Cl)也会开始下降(B2、B3、B4)。

  • 1) 腐殖酸对阳离子的吸附效果的影响。图4(a)列出了不同浓度的腐殖酸下,模拟垃圾渗滤液中Na+、K+NH+4 的吸附效果。可以看出,与模拟垃圾渗滤液A0相比,C1和C2的α(K+)和α(NH+4)均有所上升。因为腐殖酸本身偏酸性,腐殖酸浓度的升高会使溶液的pH降低(图4(c))。当模拟垃圾渗滤液的初始pH从7.83(A0)下降到7.2(C2)时,由于电离平衡,NH3分子逐渐结合水中的H+变成NH+4,从而导致离子交换膜电势的升高,使得 NH+4 的吸附量升高[28-31]。同时,腐殖酸中的酚类官能团和羧基能够与氨氮结合,形成化合物,这也促进了NH+4 的吸附[32]。对金属离子来说,部分金属离子容易与腐殖酸中的羧酸基团结合形成金属-腐殖酸化合物(metal-humic complex,MHC)[33],这种作用将促进彼此在溶液中的吸附作用,但不同的金属离子促进作用不同,K+与腐殖酸结合的能力大于Na+[34]。由于腐殖酸本身是疏水性最大的物质之一[34],而3种阳离子的水化率为NH+4>K+>Na+,因此,Na+与腐殖酸的结合能力最弱,在腐殖酸的浓度增加时(Na+)一直处于下降趋势。

    当腐殖酸浓度继续上升时,3种阳离子的吸附量则都呈现下降的趋势。相比A0,C4的α(NH+4)、α(K+)和α(Na+)分别达到7.88%、19.79%和34.28%。由图4(c)看出,模拟垃圾渗滤液经过MCDI吸附之后,pH均上升了,且随着腐殖酸浓度的上升,吸附前后pH的差值也会升高,说明MCDI会吸附溶液中部分H+,将与其他阳离子的吸附产生竞争效应,腐殖酸的浓度越高,H+的浓度也越高,这种竞争效应也就越强,因此,最终3种阳离子的吸附量均会因为腐殖酸含量的升高而降低。

    2) 腐殖酸对阴离子的吸附效果的影响。图4(b)列出了不同浓度的腐殖酸下,模拟垃圾渗滤液中ClSO24NO3的吸附效果。与阳离子不同的是,当腐殖酸浓度升高后,阴离子的吸附量均会呈现更大程度的下降。这可能是因为腐殖酸HA中的酸根离子A主要由MCDI的阳极吸附,其竞争效应比H+更加强烈。与α(NO3)相比,α(SO24)和α(Cl)衰减程度更大,其中,α(SO24)在腐殖酸浓度不太高的C1和C2就有了相当程度的衰减,分别为14.88%和31.33%;当腐殖酸浓度继续升高时,α(Cl)的衰减程度开始剧烈增加,模拟垃圾渗滤液C4的α(Cl)、α(SO24)和α(NO3)相比A0分别衰减了72.12%、63.45%和21.46%。这是由于垃圾渗滤液中SO24的初始浓度显著高于另外2种阴离子,因而其吸附量的衰减较为明显;而Cl的水化率要显著高于其他2种离子(表2),尽管Cl的浓度在模拟垃圾渗滤液中较其他2种离子更低,但随着腐殖酸浓度的升高,其衰减程度最大。NO3在3种离子中具有疏水性大、水合半径小和扩散系数大的特点,受到腐殖酸浓度升高的影响最小,在腐殖酸浓度较高时,也有较好的去除效果。

  • 1) 多个吸附循环后MCDI对腐殖酸的吸附。尽管适量腐殖酸的加入会使MCDI对部分无机离子的吸附量增大,但其可能带来的有机污染问题仍是MCDI技术应用于垃圾渗滤液脱盐的一个挑战。图5是3个吸附周期内,MCDI对垃圾渗漏液中腐殖酸的吸附结果。可以看到,在第1个周期内,模拟垃圾渗滤液中腐殖酸的去除率β可以达到74.84%(C1)、64.59%(C2)、62.5%(C3)和47.4%(C4)。这里除了MCDI的吸附作用外,溶液中的阳离子与模拟垃圾渗滤液结合形成MHC也促进了腐殖酸的吸附。然而在第2和第3个周期,β迅速下降,这是因为MCDI的吸附主要包括2个过程,即物理吸附(非极性吸附)和电吸附(极性吸附)。对于腐殖酸这种非极性的疏水性物质来说,在这种环境下,腐殖酸会形成胶态物质,其带电量很少且能在不施加电场的情况下被吸附,因而物理吸附(非极性吸附)起到主要作用[35]。此外,与电吸附相比,物理吸附难以采用短接或者反接电极等方式脱附下来[9]。因此,大量在第1个周期中因物理吸附作用被吸附的腐殖酸残留在电极上,降低了MCDI对腐殖酸的再吸附能力;同时,腐殖酸的存在将与溶液中的离子结合,在离子交换膜表面形成一层致密污染层(dense fouling layer,DFL),这种污染层将大大增加离子通过离子交换膜的阻力,这不仅降低离子的吸附效果,并且在脱附时也会导致离子的脱附不完全。随着模拟垃圾渗滤液中腐殖酸的浓度升高,这种污染程度将更加严重。

    2) 多个吸附循环后MCDI对离子的吸附。图6是在3个循环吸附周期下,含有不同浓度腐殖酸的垃圾渗滤液的吸附结果。可以看出,在不含腐殖酸的A0中,3个周期内6种无机离子的吸附量会在误差范围内上下波动;而模拟垃圾渗滤液C1~C4在第2周期和第3周期,阳离子的吸附量均相较于第1个周期呈现不同程度的下降,且这种下降程度随着垃圾渗滤液中初始浓度的升高而更加明显。除了2.2节提到的腐殖酸中H+的竞争效应之外,脱附效率的降低也是重要原因。经过第1个周期的吸附之后,大量腐殖酸没有从活性交联碳布上脱附下来,且部分腐殖酸由于其疏水性而附着在疏水性的离子交换膜上,因而导致离子交换膜的交换通量和活性交联碳布的比表面积下降,这也会减少其他离子的解吸附效率,从而进一步导致后续周期中离子的再吸附效果的下降。α(NH+4)在后面第2周期和第3周期中衰减最大,α(Na+)其次,而α(K+)最小。在垃圾渗滤液C4中,α(NH+4)的衰减达到69.61%和73.28%,α(Na+)比第1周期分别下降了72.29%和57.05%,而α(K+)仅为46.61%和35.36%。这可能是因为NH+4的浓度远高于其他2个离子(表1),由于Na+水合半径较大,扩散系数较小(表2),因而当膜通量减少时,这2个离子受到了更大的影响,吸附量衰减较大。

    与阳离子不同,当腐殖酸浓度较低时(C1和C2),第2周期和第3周期的α(SO24)相比第1个周期的下降幅度较大,最高达到48.29%,这同样是因为离子交换膜的膜通量和活性交联碳布的比表面积减少的缘故;而在第2周期和第3周期,C3中的α(SO24)分别下降了17.05%和18.43%,C4中的下降了17.86%和9.29%。这可能是因为当腐殖酸浓度较高时,相比腐殖酸对膜孔和活性交联碳布微孔的堵塞作用来说,腐殖酸中的阴离子与SO24的竞争作用在抑制其吸附时起到更主要的作用,因此,在C3和C4中,在第1周期,α (SO24)已经由于腐殖酸的离子竞争作用而大大减少,到了第2周期和第3周期,其吸附量下降的程度反而不明显了。同样Cl因为水化率较高,在第1周期的吸附量因为腐殖酸中阴离子的竞争效应而大大降低,因此,在后2个周期中,α(Cl)相比第1个周期基本没有降低。而NO3由于受到腐殖酸中阴离子的竞争效应的影响较低,因此,堵塞效应成为其吸附量减少的主要原因,α(NO3)在第2周期和第3周期中的下降更加明显。

  • 1)模拟垃圾渗滤液中的氨氮浓度升高会增大MCDI对氨氮的吸附量,最高可达4.38 mg·g−1。但其他离子的吸附量则会降低,阳离子吸附量衰减程度为Na+>K+,阴离子中吸附量衰减程度为SO24显著高于ClNO3

    2)少量腐殖酸(<1 500 mg·L−1)存在时,NH4+和K+的吸附量会略微上升,最高可达37.92%和14.19%。但当腐殖酸浓度过高时,6种无机离子的吸附量均会下降,其中SO24NO3和Na+吸附量衰减较为明显,最高分别达到72.12%、63.45%和34.28%。同时经过多个循环后,大量腐殖酸会残留在电极上无法脱附下来,导致后续周期MCDI对离子和腐殖酸的吸附量降低,影响MCDI的寿命。

    3)与模拟的垃圾渗滤液相比,实际的垃圾渗滤液有机成分和无机成分更加复杂,因此,本研究的结论还须采用实际的垃圾渗滤液进行验证。

参考文献 (35)

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