-
饮用水安全与人类健康密切相关[1]，随着经济的发展与生活水平的不断提高，饮用水安全问题受到人们的广泛关注[2-3]。有研究表明，部分地区饮用水中含有多种微污染物，包括消毒副产物(disinfection by-products, DBPs)[4-5]、药品及个人护理品(pharmaceutical and personal care products, PPCPs)[6-9]、内分泌干扰物(endocrine disrupting chemicals, EDCs)[10-12]等。如WANG等研究发现饮用水源中抗生素质量浓度能够达到364~580 ng·L−1 [6]。此外，多地自来水厂出水中卤代甲烷、卤乙酸等DBPs的含量超标[13-14]。这些微污染物即使在低浓度下也会对人体健康和生态环境造成危害，长期饮用含有这些微污染物的饮用水有致癌、致畸、致突变等潜在危害[12, 15-18]。因此对饮用水进行深度处理具有重要意义。
吸附是一种常用的饮用水深度处理技术[8, 17-18]。活性炭是一种常用吸附剂，被广泛应用于饮用水处理中[15-16]。但活性炭对有些污染物吸附能力较差，有研究表明，多种市售活性炭对DBPs的吸附容量仅有7.4~98.8 µg·g−1 [19]，这使得活性炭的使用寿命较低。市售活性炭滤芯的建议寿命一般为3~9个月，但有调查显示66.7%的家用净水器中的活性炭滤芯未能及时更换[20]。这些滤芯在长时间使用情况下无法有效去除饮用水中的微污染物，危害人体健康。因此，设法延长活性炭滤芯的使用寿命受到人们的关注。
电吸附技术是通过施加电场使水中带电物质在电场作用下向带相反电荷的电极(吸附剂)表面移动，形成双电层[6, 21]，实现吸附质在吸附剂上的富集，从而去除水中污染物。通过施加外电场，可以增强吸附过程中吸附剂与吸附质之间的静电吸引力，使吸附过程的吸附速率与吸附容量大幅提升，进而延长吸附剂的使用寿命[22-23]。如LI等[21]制备了碳纳米管电极，在0.6 V电压下全氟烷酸化合物的初始吸附速率相比不加电的条件下提高了41~60倍，最大吸附容量相比不加电下提高了50~94倍。WANG等[6]发现在外加电压辅助下活性炭纤维对3种抗生素的吸附容量能达到不加电下的约5倍。HAN等[24]考察了0.6 V外加电压对活性炭纤维(ACF)吸附苯胺性能的影响，结果表明，ACF对苯胺的最大吸附容量比不加电时提升了约3倍。YU等[22]制备了氧化石墨烯/聚吡咯修饰的多孔铜镍泡沫电极并发现电辅助下该电极对罗丹明B的吸附能力对比不加电时提高了1.8倍。由此可见，在活性炭滤芯上施加电压，通过电增强的方法有望提高活性炭滤芯的吸附速率与吸附容量，延长滤芯的使用寿命。
本研究从10种市售活性炭滤芯中筛选出比表面积大、导电性良好的电吸附滤芯，考察了电增强对这些活性炭滤芯吸附饮用水中3种典型微污染物二氯乙酸(dichloroacetic acid, DCAA)、左氧氟沙星(levofloxacin, LVFX)和环丙沙星(ciprofloxacin, CIP)效果的影响。其中，DCAA是一种饮用水中常见的含氯消毒副产物，过量摄入对人体具有致癌作用[25-26]，在《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2022)中的限值为50 µg·L−1；LVFX和CIP是饮用水源中常被检出的氟喹诺酮类抗生素[6, 8]，在2023年施行的《重点管控新污染物清单(2023年版)》中被列入了重点管控范围。通过测试活性炭滤芯在不同电压下对3种微污染物的吸附动力学与吸附等温线，研究外加电压对活性炭滤芯吸附3种微污染物的影响，并进一步考察活性炭滤芯在流动态下对水中DCAA的电增强吸附效果，测定出水水质与处理水量，评估其在饮用水处理中的应用前景。
-
10种市售活性炭滤芯；DCAA、LVFX、CIP和磷酸二氢钾(分析纯)，购自上海阿拉丁试剂有限公司；硫酸钠、磷酸和草酸(分析纯)，购自天津大茂化学试剂厂；甲醇和乙腈(色谱纯)，购自百灵威化学试剂有限公司；高纯水(18.2 MΩ·cm，Milli-Q超纯水机)。
实验仪器：高效液相色谱(HPLC 2695，美国Waters公司)；扫描电子显微镜(S4800，日本日立公司)；万能测试仪(SHIMADZU，日本岛津公司)；泡点测试仪(POROLUX 1000，德国Porolux公司)；全自动比表面积及孔径分析仪(Quadrasorb S14，美国康塔公司)；纳米粒度及Zeta电位分析仪(ZS90，英国马尔文仪器有限公司)；电化学工作站(CHI660，上海辰华仪器有限公司)；电化学工作站(Parstat2273，美国阿美特克公司)。
-
测定所购10种活性炭滤芯的密度；使用全自动比表面积及孔径分析仪测定各滤芯的比表面积与孔径；使用电阻率仪测试各滤芯的电阻率，确定其电导率；使用万能测试仪测试10种滤芯的压缩强度；过滤精度是指能够通过滤芯的最大颗粒尺寸，活性炭滤芯的过滤精度可以表示活性炭颗粒间网络状通道孔的大小，本研究通过泡点测试仪测定各滤芯的过滤精度；采用扫描电子显微镜(SEM)观察活性炭滤芯的表面形貌。10种滤芯的相关参数见表1。
对比表1中10种滤芯的基本性质，初步筛选出比表面积较大或导电性较好的2号、6号与9号滤芯。在这3种滤芯上分别截取相同质量(0.4 g)的滤芯块体进行吸附和电吸附实验。其中吸附实验是将取下的滤芯置于含1 mmol·L−1 Na2SO4电解质的中性DCAA溶液(40 mg·L−1)中进行吸附；电吸附实验是在按图1(a)所示的电吸附滤芯上施加2.0 V电压，并将滤芯置于含1 mmol·L−1 Na2SO4的中性DCAA溶液(40 mg·L−1)中开展实验。反应过程中不断搅拌，吸附平衡后(7 d)取样检测溶液中DCAA质量浓度。比较各滤芯的吸附量，筛选出合适的滤芯用于后续实验。
以筛选出的滤芯作为工作电极，Ag/AgCl电极作为参比电极，铂丝电极作为对电极，分别在含1 mmol·L−1 Na2SO4的中性DCAA溶液(100 mg·L−1)、LVFX (300 mg·L−1)和CIP (30 mg·L−1)溶液中，以10 mV·s−1的扫描速率扫描活性炭滤芯的循环伏安曲线，扫描电压为-1.0 V~1.0 V。将筛选出的滤芯研磨后混合到1 mmol·L−1 Na2SO4溶液中后，使用纳米粒度及Zeta电位分析仪测定滤芯在不同pH (2.5~10)下的Zeta电位，将pH和Zeta电位作图，可获得滤芯表面电荷为零的pH，即等电点pHiep。使用电化学工作站采用浸没电势法测量活性炭滤芯电极的零电荷电势EPZC。
-
在筛选出的活性炭滤芯上截取0.4 g，按图1(a)所示制成电吸附滤芯。将电吸附滤芯置于不断搅拌的溶液中，连接直流电源，进行电吸附实验，电吸附动力学实验装置见图1(b)。在−1.0、0(不加电条件)、1.0、1.5和2.0 V条件下对40 mg·L−1的DCAA溶液(内含1 mmol·L−1 Na2SO4，调节pH=7)进行吸附；此外，在−2.0、−1.0、0和1.0 V条件下对300 mg·L−1的LVFX溶液和30 mg·L−1的CIP溶液(内含1 mmol·L−1 Na2SO4，调节pH=7)进行吸附。定时取样并测量溶液浓度。分别采用准一级动力学模型(式(1))和准二级动力学模型(式(2))拟合3种微污染物在不同电压下的吸附动力学实验数据。
其中：qt和qe分别为t时刻和吸附平衡时污染物在活性炭滤芯上的吸附量，mg·g−1；k1为准一级吸附常数，h−1；k2为准二级吸附常数，g·(mg·h)−1；v0是初始吸附速率，mg·(g·h)−1。
-
在不同外加电压下进行DCAA (−1.0、0、1.0和2.0 V)、LVFX和CIP (−2.0、−1.0、0和1.0 V)的吸附等温线实验，实验方法与(2)中相同，吸附质质量浓度范围分别为20~100 mg·L−1 (DCAA)，100~500 mg·L−1 (LVFX)和10~30 mg·L−1 (CIP)。吸附等温线数据分别用Langmuir模型(式(3))和Freundlich模型(式(4))进行拟合。
式中：qe为达到吸附平衡时吸附剂的吸附量，mg·g−1；ce为吸附平衡时溶液中吸附质质量浓度，mg·L−1；qm为最大吸附容量，mg·g−1；b为Langmuir吸附平衡常数；KF和n分别为与吸附容量和吸附强度有关的Freundlich模型常数。
-
按图1(a)制备电吸附滤芯，活性炭滤芯的体积为1.4 mL (即1个床体积为1.4 mL)，使用制备的电吸附活性炭滤芯对100 µg·L−1的含1 mmol·L−1 Na2SO4的中性DCAA溶液(2倍于《生活饮用水卫生标准》GB 5749-2022中DCAA限值50 µg·L−1)进行电吸附处理，实验装置如图1(c)所示。用蠕动泵控制DCAA溶液流速为2.4 mL·min−1，使溶液流过滤芯并被滤芯吸附处理。分别在0 V和2.0 V电压下进行电增强吸附实验，前期每30床体积取样检测1次，200床体积后每60床体积取样检测1次。测定出水中DCAA质量浓度，出水中DCAA质量浓度超过50 µg·L−1时，达到《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2022)中DCAA的限值，认为滤芯达到使用寿命，停止实验，确定滤芯处理的水量。
-
3种污染物DCAA、LVFX和CIP的结构式、相对分子质量、溶解度以及pKa见表2。采用液相色谱法对3种污染物进行定量分析。色谱柱为Ultimate XB-C18 (4.6 mm×250 mm，5 µm)，柱温30 ℃，流动相流速为1 mL·min−1。DCAA的流动相为乙腈/磷酸溶液(pH=2) (20:80，V:V)，进样量20 µL，紫外检测器，检测器波长214 nm。LVFX的流动相组成是乙腈/0.01 mol·L−1草酸溶液/甲醇(35:45:20，V:V:V)，进样量10 µL，紫外检测器，检测波长为293 nm。CIP的流动相是乙腈/0.02 mol·L−1磷酸溶液(22:78，V:V)，进样量10 µL，荧光检测器，检测器的激发波长(Ex)为284 nm，发射波长(Em)为445 nm。
-
如图2(a)所示，活性炭滤芯为空心圆筒状，滤芯外径尺寸为65 mm，内径为28 mm，高度为254 mm。通过扫描电镜观察滤芯的表面形态。由图2(b)可见，活性炭滤芯是由粘结剂将颗粒活性炭粘结而成。颗粒活性炭直径约为200~400 µm，并且颗粒活性炭上含有丰富的孔道结构(图2(c)孔道Ⅰ)。
由表1可见除6号滤芯是果木活性炭，其他9种滤芯均为椰壳活性炭。各滤芯的比表面积差别较大，1号、7号和10号滤芯比表面积小于100 m2·g−1，而2号、4号、8号和9号比表面积大于400 m2·g−1。活性炭的孔道以微孔为主，大的比表面积与丰富的微孔结构有利于滤芯对污染物的吸附。10种活性炭滤芯均具有导电性，其中2号和6号滤芯的电导率分别为14.7 S·m−1和32.2 S·m−1，明显优于其他活性炭滤芯(0.4~4.1 S·m−1)。10种滤芯的密度差别不大，均在0.6~0.8 g·cm−3。此外，滤芯的压缩强度在1.8~6.7 MPa。家庭用水的水压一般不超过0.4 MPa，因此，10种活性炭滤芯均能满足家用水压的要求。活性炭滤芯的过滤精度可以表现活性炭颗粒之间的网络状通道孔(图2(b)中的孔道Ⅱ)的结构尺寸，测得10种滤芯的过滤精度在6.1~80.6 µm，其中2号滤芯(6.1 µm)过滤精度最小。
-
为满足电吸附过滤的要求，所采用的活性炭滤芯需具有良好的导电性、比表面积与吸附性能。对比10种活性炭滤芯可以发现，2号(441 m2·g−1，14.7 S·m−1)、6号(114.7 m2·g−1，32.2 S·m−1)与9号(603.6 m2·g−1，1.5 S·m−1)滤芯具有相对较好的比表面积或导电性能。此外，进一步测试了3种滤芯在0 V和2.0 V条件下对40 mg·L−1的DCAA溶液的吸附量。如图3所示，2号滤芯对DCAA具有最好的电吸附性能，在电压为2.0 V下吸附量达到12.1 mg·g−1，高于6号滤芯的4.5 mg·g−1和9号滤芯的8.9 mg·g−1，因此，选择2号滤芯作为后续研究对象。
-
图4是2号滤芯的循环伏安曲线。可以看出，在-0.75~0.75 V (vs Ag/AgCl)内滤芯不会发生水的电解反应，而且在此范围内滤芯也未与DCAA、LVFX和CIP发生电化学氧化还原反应。通过电化学工作站测量可知，−0.75~0.75 V相当于实验中的直流电源所施加的−2.2~2.2 V。因此，后续实验中选择外加电压为−2.0~2.0 V。
可用活性炭滤芯的Zeta电位表征活性炭颗粒的表面电荷特征，2号滤芯的Zeta电位随pH变化曲线如图5所示。滤芯的等电点pHiep=2.75，当pH>2.75时，滤芯表面带负电，中性条件下滤芯表面电势为−50.8 mV。活性炭滤芯电极的零电荷电势EPZC为43 mV，表明活性炭滤芯带弱的负电性，当外加电势为43 mV时，滤芯表现为零电荷。当施加与污染物电荷属性相反的外电压时，滤芯表面与溶液中污染物之间的静电吸引作用增强；反之，施加与污染物电荷属性相同的外电压时，静电排斥作用增强。
-
在不同电压下开展活性炭滤芯电增强吸附动力学实验。3种污染物吸附量随时间的变化如图6所示，前10 h是污染物的快速吸附期，这是3种污染物向吸附剂表面富集的过程。DCAA和CIP在20 h左右达到吸附平衡，而LVFX则在约50 h才达到吸附平衡。
采用准一级动力学与准二级动力学模型拟合吸附动力学数据，拟合曲线如图6所示，相关模型参数见表3。3种污染物的准二级动力学模型的相关系数R2均大于准一级动力学模型，这意味着吸附过程更符合准二级动力学模型，表明吸附过程存在着化学吸附，并且污染物的吸附容量与活性炭上的吸附位点有关[21]。DCAA属于有机酸，其pKa为1.26 (表2)，在中性条件下以阴离子形式存在。滤芯的等电点pHiep=2.75，在pH=7时滤芯表面带负电荷，滤芯与DCAA阴离子静电排斥，不利于DCAA的吸附。但在实验中的外加正电压的影响下，滤芯表面带正电，与DCAA静电吸引。此外，随着外加电压由−1.0 V逐渐增加到2.0 V，DCAA与活性炭滤芯之间的静电吸引作用逐渐增强，吸附速率逐渐提高，顺序为：2.0 V>1.5V>1.0 V>0 V>−1.0 V。2.0 V下的初始吸附速率v0达到12.4 mg·(g·h)−1，相比不加电时提升了1.7倍。此外，LVFX和CIP是2种常用的氟喹诺酮类抗生素，其中LVFX含有胺基和羧基2种可解离基团，而CIP分子则含有羧基、胺基和哌嗪基等可解离基团，2种抗生素均属于两性分子。根据2种抗生素的pKa (表2)可知，在中性条件下LVFX和CIP均带正电。由于静电引力的作用，在负电压下LVFX和CIP的吸附速率增加，而在正电压下吸附速率降低，吸附速率的大小按如下规律排列：−2.0 V>−1.0 V>0 V>1.0 V。在−2.0 V电压下LVFX和CIP的v0分别达到45.3 mg·(g·h)−1和93.1 mg·(g·h)−1，比不加电时分别提升了1.2倍和1.3倍。
-
DCAA、LVFX和CIP的吸附等温线分别用Langmuir和Freundlich模型进行拟合，结果如图7所示，拟合后的相关模型参数见表4。Langmuir模型的相关系数R2更接近1，这表明Langmuir模型更符合3种污染物在活性炭滤芯上的吸附，吸附过程主要为单层吸附[21, 27]。在中性条件下DCAA以阴离子形式存在，而活性炭滤芯在中性条件下也带负电，与DCAA静电排斥。当实验过程施加正电压时，吸附剂与DCAA之间的静电引力增强，吸附量增大。在2.0 V电压下DCAA的最大吸附量qm达到26.3 mg·g−1，是不加电下的3.2倍。与DCAA相反，LVFX和CIP在中性条件下带正电，在外加负电压时，活性炭滤芯与LVFX和CIP之间的静电引力增强，吸附容量提高，负电压越大，吸附量则越大。在-2.0 V下LVFX和CIP的qm分别达到207.9 mg·g−1和106.1 mg·g−1，分别为不加电压时的1.5倍和1.2倍。
-
采用2号活性炭滤芯作为研究对象，进一步考察在流动态运行条件下电增强活性炭滤芯对DCAA的吸附性能。如图8所示，在2.0 V电压下，初始出水中DCAA质量浓度<8 µg·L−1，DCAA去除率大于92%，而0 V电压下初始出水中DCAA质量浓度>16 µg·L−1，去除率小于84%。随着处理水量的增加，0 V和2.0 V下的出水中DCAA的质量浓度均逐渐上升，但2.0 V电压下的出水质量浓度始终小于0 V的出水质量浓度，这表明2.0 V下出水DCAA质量浓度更低，水质更好。
施加0 V电压时，在处理水量约为200床体积以内时出水质量浓度增长较慢，维持在16~20 µg·L−1；在200床体积后，出水质量浓度超过20 µg·L−1并快速上升。在约600床体积时出水质量浓度便超过《生活饮用水卫生标准》 (GB 5749-2022)中DCAA的质量浓度上限50 µg·L−1。相比之下，施加2.0 V电压时，在约730床体积内出水质量浓度(8~20 µg·L−1)均较低。然后，出水DCAA质量浓度缓慢提升，并在1 300床体积后出水质量浓度才超过50 µg·L−1。受外加电压产生的静电引力的影响，在2.0 V下滤芯吸附DCAA的能力增强，活性炭滤芯的处理水量达到1 300床体积，相比于不加电时提高了2.2倍，相应的其使用寿命也延长了2.2倍。
-
本研究以市售活性炭滤芯为研究对象，选取比表面积为441.0 m2·g−1、导电性为14.7 S·m−1的活性炭滤芯，考察了其对水中DCAA、LVFX和CIP 3种微污染物的电增强吸附效果。
1)施加与污染物所带电荷相反的外加电压能有效提升活性炭滤芯对3种微污染物的吸附速率与吸附容量。电增强吸附动力学符合准二级动力学模型，在施加电压为2 V时DCAA的初始吸附速率v0达到12.4 mg·(g·h)−1，是不加电时的1.7倍；在施加电压为−2 V时LVFX和CIP的初始吸附速率v0分别达到45.3 mg·(g·h)−1和93.1 mg·(g·h)−1，分别是不加电时的1.2和1.3倍。
2) 3种污染物的电增强吸附等温线均符合Langmuir模型。DCAA在中性条件下带负电，其在2.0 V电压下的最大吸附容量qm达到26.3 mg·g−1，是未加电时的3.2倍；而LVFX和CIP在中性条件下带正电，在−2.0 V电压下的qm分别达到207.9 mg·g−1和106.1 mg·g−1，分别是未加电条件下的1.5倍和1.2倍。
3)电压为2.0 V下的电增强吸附实验出水中DCAA质量浓度相对0 V更低，出水水质更佳。相比于0 V的600个床体积的处理水量，2.0 V下的处理水量达到了1 300个床体积，处理水量增加了2.2倍，表明活性炭滤芯在电增强吸附条件下的使用寿命延长了2.2倍。
4)本研究结果表明在商业活性炭滤芯上施加外电压，通过电增强吸附技术可以有效提高滤芯对水中带电微污染物的吸附去除性能，该技术在深度处理饮用水中微污染物方面有较好的应用前景。
电增强活性炭滤芯吸附去除水中微污染物
Electrochemically assisted adsorption and removal of micropollutants in water on activated carbon filter
-
摘要: 选取了10种市售活性炭滤芯并测试其相关理化性质，筛选出比表面积高、导电性好的滤芯用于电增强吸附二氯乙酸(DCAA)、左氧氟沙星(LVFX)和环丙沙星(CIP) 3种典型饮用水中的微污染物。3种污染物的电增强吸附符合二级动力学模型，电增强活性炭滤芯吸附DCAA、LVFX和CIP的最佳初始吸附速率v0分别达到12.4 mg·(g·h)−1 (2 V)、45.3 mg·(g·h)−1 (−2 V)和93.1 mg·(g·h)−1 (−2 V)，相比不加电情况下提高了1.2~1.7倍；3种污染物的电增强吸附等温线符合Langmuir模型，电辅助下DCAA、LVFX和CIP的最大吸附容量qm可达到26.3 mg·g−1 (2 V)、207.9 mg·g−1 (−2 V)和106.1 mg·g−1 (−2 V)，相比于不加电时提升了1.2~3.2倍。在流动态吸附实验中，活性炭滤芯在电增强吸附下的出水的DCAA质量浓度比不加电时更低，出水水质更佳。电增强吸附下的处理水量达到1 300床体积，比不加电条件下提升了2.2倍。以上研究结果表明活性炭滤芯的电增强吸附在饮用水深度处理中有着较好的应用前景。Abstract: In this study, 10 kinds of commercial activated carbon filters were selected and their relevant physicochemical properties were tested. The filters with high specific surface area and good electrical conductivity were selected for the electrochemically assisted adsorption of three types of typical micropollutants in drinking water of dichloroacetic acid (DCAA), levofloxacin (LVFX) and ciprofloxacin (CIP). The adsorption kinetic curves of 3 types of pollutants under electrochemical assistance were consistent with the pseudo second-order model. The optimal initial adsorption rates v0 for DCAA, LVFX and CIP reached 12.4 mg·g−1·h−1 (2.0 V), 45.3 mg·g−1·h−1 (−2.0 V) and 93.1 mg·g−1·h−1 (−2.0 V), respectively, which were 1.2~1.7 times higher than those without electrochemical assistance. The electrochemically assisted adsorption isotherms of three types of pollutants were well fitted by the Langmuir model. The maximum adsorption capacities qm of DCAA, LVFX and CIP under electrochemical assistance could reach 26.3 mg·g−1 (2.0 V), 207.9 mg·g−1 (−2.0 V), and 106.1 mg·g−1 (−2.0 V), respectively, which were enhanced by 1.2~3.2 times compared with those without electrochemical assistance. In the flow-mode of adsorption experiment, the DCAA concentration of the effluent under electrochemical assistance was lower than that without electricity, presenting a better effluent quality. The treated water quantity under electrically enhanced adsorption reached 1 300 bed volumes, which was a 2.2-fold improvement over that without electrochemical assistance. The study demonstrates that the electrochemically assisted adsorption of activated carbon filter is promising in the advanced treatment of drinking water.
-
Key words:
- activated carbon filters /
- electrochemical assistance /
- adsorption /
- micropollutants
-
-
图 2 活性炭滤芯实物图与SEM图
Figure 2. Digital photograph and SEM images of activated carbon filter element
图 3 不同滤芯吸附和电吸附量
Figure 3. Adsorption capacities of different filters at the voltages of 0 V and 2.0 V
图 4 活性炭滤芯在不同污染物存在条件下的循环伏安曲线
Figure 4. Cyclic voltammetry (CV) curves of activated carbon filters in different solutions
图 5 活性炭滤芯的Zeta电位随pH变化曲线
Figure 5. Zeta potential of active carbon filters as a function of solution
图 6 DCAA、LVFX和CIP准一级与准二级动力学曲线
Figure 6. Adsorption kinetic curves of DCAA, LVFX and CIP fitting with pseudo-first-order kinetic model and pseudo-second-order kinetic model
图 7 DCAA 、LVFX和CIP 的Langmuir型与 Freundlich型吸附等温线
Figure 7. Adsorption isotherms of DCAA, LVFX and CIP fitting with Langmuir model and Freundlich model
图 8 流动态条件下电增强活性炭滤芯吸附DCAA的出水质量浓度变化
Figure 8. Changes in DCAA concentrations in effluents after the adsorption by active carbon filters under electrochemical assistance in flow-mode
表 1 活性炭滤芯的基本性质
Table 1. Basic properties of activated carbon filter element
编号 种类 比表面积/(m2·g−1) BET平均孔径/nm 电导率/(S·m−1) 密度/(g·cm−3) 压缩强度/MPa 过滤精度/µm 1 椰壳炭 31.0 7.6 1.6 0.8 3.2 47.6 2 椰壳炭 441.0 2.8 14.7 0.6 5.1 6.1 3 椰壳炭 179.0 4.4 3.2 0.7 3.2 89.8 4 椰壳炭 720.0 1.4 0.4 0.6 6.3 20.3 5 椰壳炭 341.9 1.6 3.7 0.7 9.2 10.0 6 果木炭 144.7 2.3 32.2 0.7 6.7 7.3 7 椰壳炭 36.3 3.9 1.4 0.7 2.1 62.1 8 椰壳炭 495.3 1.4 2.0 0.6 1.8 80.6 9 椰壳炭 603.6 1.5 4.1 0.6 2.2 27.3 10 椰壳炭 22.3 4.5 1.4 0.8 2.8 67.8 
下载: 导出CSV
表 2 3种污染物基本理化性质
Table 2. Physical and chemical properties of three types of pollutants
污染物 结构式 相对分子质量/Da 溶解度/(mg·L−1) pKa 二氯乙酸(DCAA) 
128.9 1 000 000 1.26 左氧氟沙星(LVFX) 
361.4 1 120 pKa1=6.25
pKa2=8.20环丙沙星(CIP) 
331.3 <1 000 pKa1=3.01
pKa2=6.14
pKa3=8.70
pKa4=10.58
下载: 导出CSV
表 3 DCAA、LVFX和CIP的吸附动力学参数
Table 3. Adsorption kinetic parameters of DCAA, LVFX and CIP
污染物 电压/V 准一级动力学参数 准二级动力学参数 qe/(mg·g−1) k1/h−1 R2 qe/(mg·g−1) k2/(g·(mg·h)−1) v0/(mg·(g·h)−1) R2 DCAA 2.0 11.4 1.5 0.921 12.1 0.09 12.4 0.975 1.5 10.1 1.3 0.933 10.9 0.07 8.7 0.978 1.0 9.4 1.2 0.942 10.1 0.07 7.6 0.986 0 6.9 1.5 0.918 7.3 0.14 7.5 0.974 −1.0 6.9 1.5 0.939 6.9 0.15 7.0 0.982 LVFX 1.0 54.7 0.9 0.870 58.2 0.009 30.6 0.949 0 54.8 1.2 0.855 60.3 0.011 39.3 0.937 −1.0 57.7 1.3 0.826 63.6 0.011 42.0 0.916 −2.0 91.0 0.7 0.900 100.0 0.004 45.3 0.965 CIP 1.0 73.8 1.3 0.951 78.5 0.010 62.9 0.992 0 73.2 1.3 0.934 77.5 0.011 73.8 0.984 −1.0 77.3 1.5 0.919 81.7 0.011 78.6 0.973 −2.0 84.9 1.5 0.926 89.6 0.013 93.1 0.977
下载: 导出CSV
表 4 DCAA、LVFX和CIP吸附等温线模型参数
Table 4. Adsorption isotherm model parameters of DCAA, LVFX and CIP
污染物 电压/V Langmuir 参数 Freundlich 参数 qm/(mg·g−1) b/(L·mg−1) R2 KF/(mg1-n·Ln·g−1) n R2 DCAA 2.0 26.3 0.2 0.979 7.6 0.3 0.939 1.0 16.2 0.6 0.934 7.6 0.2 0.857 0 8.2 0.5 0.917 5.3 0.1 0.866 −1.0 6.3 0.6 0.967 4.7 0.1 0.766 LVFX 1.0 122.3 0.009 0.998 9.4 0.4 0.974 0 137.6 0.007 0.997 8.2 0.4 0.970 −1.0 195.4 0.006 0.947 6.3 0.5 0.896 −2.0 207.9 0.006 0.924 6.7 0.5 0.880 CIP 1.0 87.4 1.1 0.959 44.9 0.3 0.936 0 88.0 1.2 0.982 46.7 0.3 0.947 −1.0 91.2 1.4 0.986 58.3 0.4 0.985 −2.0 106.1 1.5 0.974 49.9 0.3 0.975
下载: 导出CSV
-
[1] SALEHI M. Global water shortage and potable water safety: Today’s concern and tomorrow’s crisis[J]. Environment International, 2022, 106936: 158-165. [2] JIANG J, HAN J, ZHANG X. Nonhalogenated aromatic DBPs in drinking water chlorination: A gap between nom and halogenated aromatic DBPs[J]. Environmental Science & Technology, 2020, 54(3): 1646-1656. [3] HAN J, ZHANG X, JIANG J, et al. How much of the total organic halogen and developmental toxicity of chlorinated drinking water might be attributed to aromatic halogenated DBPs?[J]. Environmental Science & Technology, 2021, 55(9): 5906-5916. [4] 郭亚萍, 全燮, 陈硕, 等. 水中氯仿的活性炭电增强吸附特性[J]. 环境科学学报, 2003, 23(1): 84-87. doi: 10.3321/j.issn:0253-2468.2003.01.017 [5] LIU D Y, WANG X M, XIE Y F, et al. Effect of capacitive deionization on disinfection by-product precursors[J]. Science of the Total Environment, 2016, 568: 19-25. doi: 10.1016/j.scitotenv.2016.05.219 [6] WANG S T, LI X N, ZHAO N M, et al. Enhanced adsorption of ionizable antibiotics on activated carbon fiber under electrochemical assistance in continuous-flow modes[J]. Water Research, 2018, 134: 162-169. doi: 10.1016/j.watres.2018.01.068 [7] ZHAO W, JIA B, ZHANG Y, et al. Study on electro-sorption of heavy metals and sulfamethoxazole on activated carbon fibers[J]. Journal of Electrochemistry, 2019, 25(6): 669-681. [8] XIANG Y X, Z. WEI, Y. Carbon-based materials as adsorbent for antibiotics removal: Mechanisms and influencing factors[J]. Journal of Environmental Management, 2019, 237: 128-138. [9] HUANG Q, DENG S B, SHAN D N, et al. Enhanced adsorption of diclofenac sodium on the carbon nanotubes-polytetrafluorethylene electrode and subsequent degradation by electro-peroxone treatment[J]. Journal of Colloid and Interface Science, 2017, 488: 142-148. doi: 10.1016/j.jcis.2016.11.001 [10] DAVOUD B, FERFOS K M, SEUNG M L , et al. Adsorption of bisphenol A using dried rice husk: Equilibrium, kinetic and thermodynamic studies[J]. Applied Chemistry for Engineering, 2019, 30(3): 316-323. [11] DONG Y, WU D, CHEN X, et al. Adsorption of bisphenol A from water by surfactant-modified zeolite[J]. Journal of Colloid and Interface Science, 2010, 348(2): 585-590. doi: 10.1016/j.jcis.2010.04.074 [12] LIU G F, MA J, LI X C, et al. Adsorption of bisphenol A from aqueous solution onto activated carbons with different modification treatments[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 164(2-3): 1275-1280. doi: 10.1016/j.jhazmat.2008.09.038 [13] 蔡婧. 石河子市饮用水中消毒副产物的污染水平研究及风险评估[D]. 石河子: 石河子大学, 2018. [14] 栗旸, 李建云, 张旭辉, 等. 云南省k市水厂出厂水中卤乙酸的健康风险评估[J]. 实用预防医学, 2021, 28(5): 577-580. doi: 10.3969/j.issn.1006-3110.2021.05.010 [15] ANIA C O, BEGUIN F. Mechanism of adsorption and electrosorption of bentazone on activated carbon cloth in aqueous solutions[J]. Water Research, 2007, 41(15): 3372-3380. doi: 10.1016/j.watres.2007.03.031 [16] CHOI K J, KIM S G, KIM C W, et al. Effects of activated carbon types and service life on removal of endocrine disrupting chemicals: Amitrol, nonylphenol, and bisphenol-A[J]. Chemosphere, 2005, 58(11): 1535-1545. doi: 10.1016/j.chemosphere.2004.11.080 [17] HU X, JIA L, CHENG J, et al. Magnetic ordered mesoporous carbon materials for adsorption of minocycline from aqueous solution: Preparation, characterization and adsorption mechanism[J]. Journal of Hazardous Materials, 2019, 362: 1-8. doi: 10.1016/j.jhazmat.2018.09.003 [18] GUILLOSSOU R, LE R J, MAILLER R, et al. Influence of dissolved organic matter on the removal of 12 organic micropollutants from wastewater effluent by powdered activated carbon adsorption[J]. Water Research, 2020, 172: 115487. doi: 10.1016/j.watres.2020.115487 [19] 贺斯佳, 张硕, 孙昊, 等. 活性炭吸附饮用水中三卤甲烷的实验研究[J]. 浙江大学学报(理学版), 2022, 49: 489-497. [20] 王科霖, 刘洋洋, 姜仔璇, 等. 2020年烟台高新区城乡居民生活饮用水卫生监测结果分析[J]. 分析检测, 2021, 54(7): 197-199. [21] LI X N, CHEN S, QUAN X, et al. Enhanced adsorption of PFOA and PFOS on multiwalled carbon nanotubes under electrochemical assistance[J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45(19): 8498-8505. [22] YU H B, CHE M, ZHAO B, et al. Enhanced electrosorption of rhodamine b over porous copper-nickel foam electrodes modified with graphene oxide/polypyrrole[J]. Synthetic Metals, 2020: 262-270. [23] LI N, YANG S, CHEN J, et al. Electro-adsorption of tetracycline from aqueous solution by carbonized pomelo peel and composite with aniline[J]. Applied Surface Science, 2016, 386: 460-466. doi: 10.1016/j.apsusc.2016.05.173 [24] HAN Y H, QUAN X, CHEN S, et al. Electro-chemically enhanced adsorption of aniline on activated carbon fibers[J]. Separation and Purification Technology, 2006, 50: 365-372. doi: 10.1016/j.seppur.2005.12.011 [25] JIANG J, ZHANG X, ZHU X, et al. Removal of intermediate aromatic halogenated DBPs by activated carbon adsorption: A new approach to controlling halogenated DBPs in chlorinated drinking water[J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(6): 3435-3444. [26] LIU J, ZHANG X. Comparative toxicity of new halophenolic DBPs in chlorinated saline wastewater effluents against a marine alga: Halophenolic DBPs are generally more toxic than haloaliphatic ones[J]. Water Research, 2014, 65: 64-72. doi: 10.1016/j.watres.2014.07.024 [27] QU J, WANG Y, TIAN X, et al. Koh-activated porous biochar with high specific surface area for adsorptive removal of chromium (VI) and naphthalene from water: Affecting factors, mechanisms and reusability exploration[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 401: 123292. doi: 10.1016/j.jhazmat.2020.123292 -
点击查看大图
图( 8) 表( 4)
计量
- 文章访问数: 1571
- HTML全文浏览数: 1571
- PDF下载数: 103
- 施引文献: 0
