TiO2-Nanoröhren-Elektrode für den organischen Abbau gekoppelt mit Strömung

npj Clean Water Band 5, Artikelnummer: 7 (2022) Diesen Artikel zitieren

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Für die wirksame Behandlung von Brackwasser wurde ein duales System aus photoelektrochemischer (PEC) Oxidation und kapazitiver Deionisierung mit Durchflusselektrode (FCDI) untersucht. Zwei anodische Elektroden mit elektrochemisch selbstdotierten TiO2-Arrays (Blue-Mesh/Blue-Plate-TiO2-Nanoröhren-Arrays (BM-TNA und BP-TNA)) wurden durch Glühen bei 600 °C hergestellt und für die Behandlung eines Wassersystems eingesetzt. Insbesondere bestätigte die BM-TNA einen geringeren elektrischen Widerstand und eine bessere Leistung unter mehreren Lichtquellen (UV-A, -B und -C). Darüber hinaus erzeugte das System starke oxidierende reaktive Sauerstoffspezies (ROS), die anhand des Abbaus von acht organischen Schadstoffen bewertet wurden: Bisphenol-A, 4-Chlorphenol, Cimetidin, Sulfamethoxazol, Benzoesäure, Phenol, Nitrobenzol und Paracetamol. Die Zersetzungseffizienz war über einen weiten pH-Bereich stabil und die Haltbarkeit der BM-TNA-Elektrode wurde durch Langzeitbetrieb nachgewiesen. Gleichzeitig wurde durch die Optimierung des FCDI-Prozesses über wichtige Betriebsparameter (Elektrodenmassenbelastung und angelegte Spannung) eine überlegene Entsalzungsleistung und ein höherer spezifischer Energieverbrauch (SEC) erzielt. Insbesondere erhöhte die Massenbeladung den Ladungstransport durch die Bildung stabiler Ladungsperkolationswege, was zu einer verbesserten Lösungsleitfähigkeit führte. Abschließend wurde die Machbarkeit des dualen Systems (PEC-FCDI) durch vollständigen Abbau der organischen Substrate und erfolgreiche Entsalzung des Brackwassers verifiziert.

Der steigende Bedarf an Süßwasser aufgrund der weltweit auftretenden Wasserknappheit ist zu einer dringenden Herausforderung geworden, die es zu lösen gilt1,2. Nur 5–6 % der zahlreichen Gewässer auf der Erde enthalten direkt nutzbares Süßwasser, der Rest besteht größtenteils aus Meerwasser3,4. Unter diesen Umständen wurden zunehmend Anstrengungen unternommen, um Salzwasser aufzubereiten, um eine sichere Süßwasserversorgung zu gewährleisten5,6. Salzhaltiges Wasser wird typischerweise anhand seiner Salzgehaltskonzentration klassifiziert, die üblicherweise als Gesamtgehalt an gelösten Feststoffen (TDS) dargestellt wird. Meerwasser und Brackwasser haben TDS-Werte von >35.000 bzw. 1000–10.000 mg L−17. Es wurde beobachtet, dass Brackwasser weitgehend organische Schadstoffe wie Sulfamethoxazol (SMX), Bisphenol-A (BPA), Paracetamol (AMP), 4-Chlorphenol (4CP), Nitrobenzol (NIB) und Benzoesäure (BA) enthält. , Phenol (PH) und Cimetidin (CMT), von denen meist angenommen wird, dass sie aus verschiedenen Abwasserquellen (wie Industrie-, Medizin- und Aquakulturbetrieben) stammen8. Diese Schadstoffe werden durch Gewässer transportiert und verursachen schwerwiegende Störungen des Wasserlebens (z. B. genetische Variation und starke Resistenzen)9 und wirken sich beim Verzehr negativ auf den menschlichen Körper aus, da sie typischerweise als endokrinschädigende Substanzen wirken10,11. Daher ist die Entwicklung und der erfolgreiche Einsatz von Technologien zur Aufbereitung von kontaminiertem Brackwasser für den Trink- oder Haushaltsgebrauch von wesentlicher Bedeutung12.

Membranentsalzungsprozesse wie Umkehrosmose (RO) und Nanofiltration (NF) wurden als repräsentative Technologien für die Wasseraufbereitung hervorgehoben. Insbesondere werden Meerwasser-Umkehrosmose und Brackwasser-Umkehrosmose (BWRO) häufig als typische Verfahren zur Meerwasserentsalzung eingesetzt, während BWRO und NF zur Brackwasseraufbereitung eingesetzt werden. Dementsprechend wird das NF-Verfahren in großem Umfang in Regionen eingeführt, die zur Ergänzung ihrer Süßwasserversorgung stark auf Brackwasser angewiesen sind13,14. Es wird jedoch allgemein berichtet, dass die NF-Membran einwertige Ionen nur unzureichend zurückhält, und obwohl die Leistung für zweiwertige Ionen und TOC angemessen sein mag, verschlimmert die Entfernung organischer Stoffe die Verschmutzung der Membranoberfläche15,16. Darüber hinaus ergab eine kürzlich durchgeführte Studie, die die Entfernung organischer Verbindungen durch den NF-Prozess umfassend untersuchte, dass eine große Anzahl organischer Verunreinigungen (z. B. PH, NIB) durch den Prozess eine äußerst geringe Rückweisung aufweist17. Zu den allgemeinen Nachteilen der Technologie gehören: (i) Ablagerungen durch Kalzium- und Magnesiumionen, (ii) Verschmutzung durch suspendierte Feststoffe und organische Stoffe, (iii) geringe Entfernungseffizienz spezifischer organischer Verunreinigungen und (iv) hohe Wartungskosten bei hohem Druck treibende Kraft18,19,20,21. Daher wurde die photoelektrochemische (PEC) Oxidation in Verbindung mit der kapazitiven Flusselektroden-Deionisierung (FCDI) als wirksames Verfahren sowohl zur Entfernung organischer Schadstoffe als auch zur Entsalzung eingeführt, um den energieintensiven, aber mangelhaften herkömmlichen Membranprozess zu ersetzen.

Insbesondere wurde ein strombetriebener PEC-Prozess mit TiO2-basierten Nanoröhrenarrays zur Entfernung organischer Verunreinigungen untersucht. Photoelektrochemische (PEC) Systeme induzieren die Aktivität von Photoelektrokatalysatoren über externe Energie (wie UV-Licht, sichtbares Licht und konstantes angelegtes Potenzial), um starke reaktive Sauerstoffspezies (ROS) wie Hydroxylradikale (•OH)22,23,24 zu erzeugen ,25. Die Vorteile der Dotierung von TiO2-Elektroden mit Nanoröhren-Arrays sind auf Folgendes zurückzuführen: (i) erhöhte spezifische Oberfläche, (ii) offene Kanalstruktur und (iii) deutliche Reduzierung des Lichtverlusts26,27. Darüber hinaus sind TiO2-Katalysatormaterialien aufgrund ihrer Ungiftigkeit, geringen Kosten, chemischen Stabilität und Haltbarkeit vorteilhaft28.

In Verbindung mit dem PEC-Verfahren zum Abbau organischer Schadstoffe ist zur Entsalzung von Brackwasser ein anschließender Entionisierungsprozess erforderlich. Unter den verschiedenen Entionisierungssystemen hat FCDI zunehmendes Interesse auf sich gezogen, da es elektrisch angetrieben wird und eine Entsalzung durch kontinuierliche Elektroadsorption von Ionen erreichen kann29. Die FCDI-Technologie bietet gegenüber herkömmlichen kapazitiven Deionisierungsprozessen (CDI) und membrankapazitiven Deionisierungsprozessen (MCDI) die folgenden technischen Vorteile: (i) kontinuierlicher und stabiler Betrieb, (ii) deutlich hohe Adsorptionskapazität und (iii) einfache Wartung30,31,32 . Die Technologie verwendet Flusselektroden (d. h. Aktivkohlepartikel), die durch den Flusskanal eines Stromkollektors laufen, und geladene Ionen werden bei Anlegen einer angelegten Spannung durch eine Ionenaustauschmembran transportiert, die dann an den darin befindlichen Elektrodenmaterialien adsorbiert Flusselektrodenlösung. Um eine Wasserelektrolyse zu vermeiden, ist die angelegte Spannung typischerweise auf <1,23 V32 begrenzt.

Darüber hinaus wurde die energetische Wirksamkeit des FCDI-Systems im Vergleich zu herkömmlichen membranbasierten Technologien im Hinblick auf die Brackwasseraufbereitung in früheren Literaturstellen überprüft. Eine Studie berichtete über den Vorteil von FCDI gegenüber RO im Bereich der Produktion von Permeat mit Süßwasserkonzentration aus anfänglichen Speisewassersalzkonzentrationen von 2–3 g L−1 33. In einer anderen Arbeit wurde der Langzeitbetrieb von FCDI untersucht, und das System zeigte eine höhere Qualität Permeat als das typischerweise aus BWRO erzeugte mit einem Energieverbrauch von ≈0,3 kWh m-3, was angesichts des typischen Energieverbrauchs des BWRO-Prozesses von 0,3–2,8 kWh m-3 wirtschaftlich machbar ist30,34,35. Eine kürzlich durchgeführte Simulation verglich auch den Energieverbrauch des kapazitiven Prozesses und des BWRO und ergab einen durchschnittlichen volumetrischen Energieverbrauch von 0,45 kWh m−3 für das kapazitive System, was in hohem Maße mit den Werten vergleichbar ist, die im Pilot- und BWRO-Vollbetrieb gemeldet wurden ( 0,5–7,7 kWh m−3)32,36. Darüber hinaus handelt es sich bei den kapazitiven Prozessen um Niederdruckprozesse, was den Bedarf an energieintensiven Pumpen verringert, und da die Systeme als Superkondensatoren fungieren, können sie während der Entsalzungsphase Energie speichern, die anschließend zurückgewonnen werden kann37.

Darüber hinaus ist der FCDI-Betrieb weitgehend in zwei Modi unterteilt: Short-Circuited Closed Cycle (SCC) und Insulated Closed Cycle (ICC). Der SCC-Modus weist gegenüber dem ICC-Modus eine bessere Entsalzungsleistung und einen höheren spezifischen Energieverbrauch (SEC) auf38 und ist viel energieeffizienter, da die automatische Regeneration der Durchflusselektroden durch Ladungsneutralisierung bereits während der Adsorptionsphase im externen Schlammreservoir erfolgt verlängert die Anforderung für den Betrieb einer Entladephase32. Im Vergleich dazu wurde in einer früheren Studie berichtet, dass die Desorption unter 0 V im ICC-Modus nicht die vollständige Freisetzung der adsorbierten Ionen innerhalb der Flusselektroden garantiert und dass jeder zusätzliche Entladeschritt unter Sperrspannung zu einem weiteren Energieverbrauch führt39. Daher beträgt die SEC im SCC-Modus schätzungsweise nur 20–50 % der SEC in der ICC-Konfiguration32.

Hierin haben wir ein neuartiges elektrochemisches Dualverfahren von PEC-FCDI zur Aufbereitung von Brackwasser vorgeschlagen. Neuartige selbstdotierte TiO2-Elektroden wurden bei 600 °C hergestellt und zum ersten Mal in der Literatur zur Behandlung von Brackwasser eingesetzt. Die Überlegenheit der Katalysatoren wurde im Vergleich zu unserer vorherigen Arbeit40 bestätigt, in der bei 450 °C getemperte TiO2-Elektroden untersucht wurden, da eine höhere Glühtemperatur zu einer höheren Katalysatoraktivierung führte40. Unter Verwendung des PEC-Systems wurden acht im Brackwasser vorhandene Schadstoffe mithilfe von PEC-Elektroden (d. h. BM-TNA, BP-TNA), die durch Selbstdotierung von Ti3+ (d. h. Protoneninterkalation, Ti4+ + e− + H+ → Ti3+) hergestellt wurden, effektiv mineralisiert + H+) über kathodische Polarisation. Außerdem wurde BA als Modellsubstrat ausgewählt, um die Bildung von Hydroxylradikalen zu bestätigen, indem die Wirkung von Radikalen auf das Substrat untersucht wurde, um durch Hydroxylierung sein Oxidationsmittel in Form von 4-Hydroxylbenzoesäure (4-HBA) zu produzieren. Gleichzeitig wurde die Anwesenheit oder Abwesenheit von Radikalen im System durch BPA-Abbau auf Basis der Scavenger-Wirkung mit und ohne tert-Butanol untersucht. Darüber hinaus wurde die Optimierung des FCDI-Betriebs unter verschiedenen Bedingungen der Massenbelastung der Flusselektrode und der angelegten Spannung bewertet. Die Behandlungsleistung zeigte eine hervorragende Salzadsorptionskapazität (SAC) und Salzadsorptionsrate (SAR) im Hinblick auf die Energieeffizienz. Schließlich wurde die Machbarkeit des dualen Systems durch die vollständige Zersetzung der organischen Zielverbindungen aus der Zufuhrlösung durch PEC-Vorbehandlung und die außergewöhnliche Deionisierung durch das Post-FCDI-System bestätigt.

Abbildung 1(a) und (b) zeigen die horizontalen und Querschnitts-FE-SEM-Bilder der Wachstumsform des selbstdotierten BM-TNA nach dem Tempern auf einem Ti-Netz bei 600 °C. Die Struktur der offenen TiO2-Nanoröhrenanordnung wies ungefähre Außen- und Innendurchmesser von 138,0 bzw. 75,3 nm und eine Länge von 9,7 μm auf. In ähnlicher Weise zeigen Abb. 1 (c) und (d) die FE-SEM-Bilder des selbstdotierten BP-TNA, das bei 600 ° C auf einer Ti-Platte getempert wurde. Die Ergebnisse legen nahe, dass das Anodisierungspotential und die Glühtemperatur die Schlüsselparameter bei der Bestimmung der kristallographischen Struktur der TiO2-Oberfläche während der Synthese von BM-TNA und BP-TNA waren. Darüber hinaus zeigen die in Abb. 1 (e) gezeigten XPS-Ergebnisse Ti2p- und O1s-Peaks mit hoher Bindungsenergie. Der Visualisierung zufolge wurden die Peaks für Ti2p und O1s gleichermaßen bei 459,5 eV bzw. 530,75 eV sowohl für die BP-TNA- als auch für die BM-TNA-Elektrode identifiziert. Abbildung 1(f) zeigt, dass die Anatas- und Rutil-Peaks als Kristallstruktur in der Reihenfolge der XRD getempert wurden. Dieser strukturelle Aspekt wurde in einer früheren Studie40 beschrieben und Anatas-Peaks bildeten sich bei 300 und 450 °C. Darüber hinaus wurden bei 600 °C gemischte Peaks (z. B. Anatas und Rutil) beobachtet. Das Verhalten des selbstdotierten BM-TNA und BP-TNA wurde durch die angewandte kathodische Reduktion bestätigt, gefolgt vom Anatas-Peak bei 450 °C und den Anatas- und Rutil-Peaks bei 600 °C für die TiO2-Oberflächenstruktur entsprechend der Änderung beim Glühen des Katalysators. Diese selbstdotierten Materialien hatten eine ausgezeichnete photochemische Effizienz bei Peaks, die aus Anatas- und Rutil-Peaks bestanden, was die Rückumwandlung behinderte.

REM-Bilder von a, b BM-TNA und c, d BP-TNA; e XPS-Signale und f XRD-Intensitäten. Die Länge der Maßstabsbalken ist wie folgt: a, c 500 µm; b, d 5 µm.

Um das Potenzial des Katalysators zu erkunden, haben wir die Eigenschaften der Sauerstoffentwicklungsreaktion (OER) bewertet, indem wir die Aktivitäten der BM-TNA- und BP-TNA-Katalysatoren verglichen haben, wie in den Ergebnissen der elektrochemischen Impedanzspektroskopie (EIS) gezeigt (Abb. 2(a). )). Die EIS-Analyse bestätigte das Auftreten eines Ladungstransfers, der unter einem Leerlaufpotential mit einer Amplitude von 10,0 mV und einer Scanfrequenz von 100,0–10,0 kHz in Brackwasser (d. h. 3000 mg L−1) bewertet wurde. Die BM-TNA zeigte einen viel höheren Übertragungswiderstand als die BP-TNA-Katalysatoren, was auf die schnell induzierte Elektronenübertragungseffizienz der BM-TNA hinweist.

a Nyquist-Diagramm (BM-TNA/BP-TNA) und b, c Benzoesäureabbau durch photoelektrochemische BM-TNA- und BP-TNA-Prozesse unter verschiedenen Formen von UV-Licht ([NaCl]0 = 3000 ppm; Scanrate = 50 mV s −1 für LSV/CV; Scanfrequenz = 100 kHz–10 MHz mit 10 mV rms sinusförmiger Modulation gegenüber Leerlaufpotential für EIS; [Benzoesäure]0 = 0,1 mM; konstante Spannung = 1 A; pHi = 7,0).

Um die Kapazität der beiden Katalysatoren weiter zu bewerten, wurde die Abbauleistung von BA als Modellsubstrat innerhalb des PEC-Systems unter UV-A-, B- und C-Lampen mit und ohne die BM-TNA- und BP-TNA-Katalysatoren untersucht, wie in Abb .2(b) und (c). Wenn die organische Substanz nur mit UV-Lampen bestrahlt wurde, wurde BA unter UVA/B kaum zersetzt, während der Abbau unter UVC-Licht leicht zunahm (Abb. 2(a)). In Abb. 2(b) und (c) wurde jedoch bestätigt, dass die Morphologie des anodischen Katalysators (d. h. BM-TNA, BP-TNA) den Zerfall von BA beschleunigte und die Effizienz für BM-TNA viel signifikanter war. TNA mit seiner großen spezifischen Oberfläche.

Im kombinierten Betrieb mit der bei 600 °C getemperten BM-TNA-Elektrode war die Abbaurate signifikant mit der Reaktionsgeschwindigkeit des PEC-Systems wie folgt: (k (UVC-PEC) 0,0444 ± 0,0017 min−1) > (k (UVB). -PEC) 0,0269 ± 0,001 min−1) > (k (UVA-PEC) 0,0108 ± 0,0004 min−1). Im Gegensatz dazu zeigte der Abbau mit der BP-TNA-Elektrode, die gleichermaßen bei 600 °C getempert wurde, viel geringere Ergebnisse mit den folgenden Reaktionsgeschwindigkeiten: (k (UVC-PEC) 0,0145 ± 0,0004 min−1) > (k (UVB-PEC) 0,0119 ± 0,0004 min−1) > (k (UVA-PEC) 0,0053 ± 0,0001 min−1). Die Bedeutung des neuen BM-TNA-Katalysators wurde durch den Vergleich mit einer ähnlichen BM-TNA-Elektrode, die bei 450 ° C hergestellt wurde, weiter bestätigt (ergänzende Abbildung 2). Die bei 600 °C getemperte neuartige Elektrode zeigte eine höhere Mineralisierungseffizienz und die Verbesserung war unter allen UV-A-, B- und C-Lichtern erkennbar. Der gemessene Energieverbrauch unter UV-A, B und C bei einer Reaktionszeit von 120 Minuten betrug 0,035, 0,056 bzw. 0,074 kWh.

Die Löschwirkung des BM-TNA-Katalysators in Gegenwart von Salzwasser wurde ebenfalls bestätigt, wie in der ergänzenden Abbildung 3 (a) gezeigt. Bei der Anwendung von überschüssigem Methanol und tert.-Butanol wurde eine dynamische Verzögerung des BPA-Abbaus durch BM-TNA beobachtet. Das Hauptoxidationsmittel neigte dazu, sich unter dem Einfluss von Hydroxylradikalen während der Elektrolyse zu zersetzen, und tert-Butanol ist wirksam bei der Eliminierung von •OH k (•OH + tert-BuoH = 6,0 × 108 M−1S−1). Allerdings wurde im PEC-System ohne Scavenger die Zersetzung von BPA überwacht, was darauf hindeutet, dass die Reaktion mit UV-A-Licht aufgrund der Beschaffenheit des OER-Katalysators die Bildung von Hydroxylradikalen als starkem Oxidationsmittel induzierte. Gleichzeitig wurde die Zersetzungseffizienz mit BA als Zielverbindung überwacht, um die im PEC-System erzeugten starken ROS zu identifizieren (ergänzende Abbildung 3 (b)). Bei der Zersetzung von BA wurde die Bildung des Nebenprodukts 4-HBA bestätigt und eine hervorragende Reduzierung des TOC beobachtet.

Die Entfernungseffizienzen verschiedener organischer Schadstoffe im PEC-System wurden durch Geschwindigkeitskonstanten pseudo-erster Ordnung dargestellt, wie in Abb. 3 (a) dargestellt. Für die Untersuchung wurden repräsentative organische Verunreinigungen im Brackwasser ausgewählt (z. B. BPA, 4CP, CMT, BA, PH, NIB, AMP und SMX). Die Reaktionsraten der organischen Schadstoffe im System waren wie folgt: (k (4CP) = 0,0447 ± 0,0019 min−1) > (k (PH) = 0,0381 ± 0,0028 min−1) > (k (CMT) = 0,0361 ± 0,0012 min−1) > (k (BPA) = 0,0291 ± 0,001 min−1) > (k (AMP) = 0,0270 ± 0,003 min−1) > (k (BA) = 0,0181 ± 0,0012 min−1) > (k (SMX) = 0,0173 ± 0,0002 min−1) > (k (NIB) = 0,0127 ± 0,0032 min−1). Die PEC-Oxidationseffizienzen, einschließlich aromatischer Verbindungen (wie elektronenspendende Gruppen (EDG) und elektronenziehende Gruppen (EWG)) für BM-TNA-Katalysatoren weisen unterschiedliche Substratspezifitäten auf41,42. Beispielsweise gaben die Phenolverbindungen von EDG unter •OH-induzierter Oxidation leichter Protonen in die Lösung ab und waren anfälliger für PEC-Anodisierung43,44. Insbesondere zeigte das positive Redoxpotential von 4CP einen schnelleren Abbau als PH (+0,86 VNHE für PH gegenüber +0,8 VNHE für 4CP), was zu der erheblichen Beständigkeit gegen Oxidation beitragen könnte45,46. Im Gegensatz dazu behinderte die EWG (d. h. BA und NIB) dynamisch den Abbau von BA und NIB durch Benzolringsubstitution24.

a Effizienz der Entfernung organischer Verbindungen von BM-TNA unter dem photoelektrochemischen System ([Bisphenol-A]0, [4-Chlorphenol]0, [Sulfamethoxazol]0, [Cimetidin]0, [Benzoesäure]0, [Paracetamol]0, [ Nitrobenzol]0, [Phenol]0 = 0,1 mM, [NaCl]0 = 3000 ppm; pHi = 7,0) und b Wiederholungstest des Bisphenol-A-Zerfalls ([Bisphenol-A]0 = 10 µM, [NaCl]0 = 3000 ppm; pHi = 7,0).

Die Stabilität und Haltbarkeit des BM-TNA-Katalysatorsystems wurden anhand von 20 wiederholten BPA-Abbauzyklen in der PEC-Zelle bewertet (Abb. 3 (b)). Die Ergebnisse zeigen die Langzeitstabilität des Katalysators durch die ähnliche Zersetzungseffizienz wie der Anfangswert von BPA bei kontinuierlichem Betrieb bei einem anfänglichen pH-Wert von 7 für 20 Stunden. Darüber hinaus behielten die bei 600 °C getemperten Katalysatoren die ursprüngliche Farbe (dh blau) der photokatalytischen Aktivitätselektrode bei. Dieses Ergebnis ist mit der ergänzenden Abbildung 4 verknüpft, in der die BPA-Entfernungseffizienz des PEC-Systems als Funktion des pH-Werts (pH 3–9) bewertet wurde. Die Wirksamkeit von BPA bei pH 3, 5, 7 und 9 betrug 99,3 %, 94,4 %, 93,9 % bzw. 87,3 %. Dieses Ergebnis legt nahe, dass die kinetische Verzögerung und Hemmung der Radikalbildung der PEC-Zelle unter alkalischen Bedingungen (über pH 9) den OH-Gehalt des aquatischen Systems erhöhte.

Die Leistung des FCDI-Betriebs wurde unter drei Kohlenstoffmassenbeladungen (5, 10 und 15 Gew.-%) und drei angelegten Spannungen (0,5, 0,8 und 1,1 V) bewertet und auf Basis der SEC optimiert. Bei FCDI spielt Aktivkohle aufgrund ihrer außergewöhnlichen Oberfläche, elektrischen Leitfähigkeit und idealen Adsorptionsisotherme die Rolle der Ionenadsorption47. Dementsprechend vergrößert eine höhere Kohlenstoffmassenbeladung in der Flusselektrodenlösung die für die Ionenadsorption verfügbare Oberfläche. Darüber hinaus fungieren Aktivkohlepartikel als Brücke für den Ladungstransport. In einer idealen homogenen Lösung, in der die Verteilung der Aktivkohlepartikel gleichmäßig über die gesamte Flusselektrodenlösung verteilt ist, ist der Ladungstransport ebenfalls gleichmäßig und es gibt keine Schwankungen in der Ladungseffizienz. Allerdings sind Flusselektrodenlösungen heterogener und dynamischer Natur, was das Problem der Ladungsperkolation aufwirft. Die Verformung der Elektrodenmaterialverteilung während des Flusses führt zu einer Abnahme der Partikel- und Ladungskonnektivität48. In ähnlicher Weise ermöglicht eine Erhöhung der Kohlenstoffmassenbeladung die Bildung stark definierter Ladungsperkolationswege, wodurch die Leitfähigkeit der Lösung verbessert und der Ladungstransport beschleunigt wird49,50. Es wurde bestätigt, dass diese Beziehung mit früheren Studien übereinstimmt, die eine positive Korrelation zwischen der Massenbeladung und der Leitfähigkeit der Flusselektrodenlösung berichteten48.

Dementsprechend wurde die Ionenentfernungseffizienz des Systems mit zunehmender Massenbeladung und angelegter Spannung verbessert, wie in Abb. 4 (a) dargestellt. Unter einer angelegten Spannung von 0,5 V war der Wirkungsgrad im Durchschnitt siebenfach bzw. elffach höher, wenn die Kohlenstoffmassebeladung auf 10 bzw. 15 Gew.-% anstieg. Bei 0,8 und 1,1 V stiegen die Wirkungsgrade etwa um das Achtfache bzw. Dreizehnfache und bei 10 bzw. 15 Gew.-% um das Zweifache bzw. Dreifache. Die erzielten Ergebnisse stimmten mit denen früherer Studien überein. Eine frühere Studie berichtete über einen starken Anstieg der Entsalzungsleistung, wenn die Kohlenstoffmassenbeladung von 0 auf 10 Gew.-% erhöht wurde51, während eine andere einen ähnlichen Trend in der Prozessleistung berichtete, wenn die Massenbeladung von 20 auf 25 Gew.-% stieg52. Die Ionenentfernung wurde im Detail quantifiziert, wie in den ergänzenden Abbildungen gezeigt. 5–7, wobei (a) und (b) für die drei Zahlen die Natrium- bzw. Chloridionenkonzentrationen in der Permeatlösung darstellen. Eine vergleichbare Verringerung ist zu beobachten, wobei die Steigung des Konzentrationsgradienten mit zunehmender Massenbeladung steiler wird. (c) und (d) stellen die Ionenkonzentrationen in der Flusselektrodenlösung (Aufschlämmung) dar, von denen bestätigt wurde, dass sie ansteigen, wenn die Ionen im Zufuhrstrom an der Flusselektrodenlösung adsorbiert werden. Die Einflüsse der Massenbelastung und der angelegten Spannung wurden weiter anhand der Lösungsleitfähigkeit, des SAC und des SAR bewertet, wie in den ergänzenden Abbildungen dargestellt. 8–10. Bezüglich der Leitfähigkeit führte eine Massenbeladung von 5 Gew.-% unter allen angelegten Spannungsbedingungen zu einer nominellen Entfernung, wobei die maximale Entionisierung nur ~20 % erreichte. Höhere Massenbeladungen von 10 und 15 Gew.-% führten jedoch zu erheblichen Verbesserungen. Quantitativ erhöhte sich die Entionisierungsleistung bei einer Massenbeladung von 10 Gew.-% um das 1,3-, 1,6- und 1,8-fache bei angelegten Spannungen von 0,5, 0,8 und 1,1 V bzw. um das 1,4-, 1,8- und 1,8-fache 2,0-fach bei einer Massenbeladung von 15 Gew.-%. In ähnlicher Weise verbesserte die Erhöhung der beiden Betriebsparameter den SAC, und der lineare Trend des SAR demonstrierte die konsistente Leistung des FCDI-Systems.

a Ionenentfernungseffizienz und b spezifischer Energieverbrauch des kapazitiven Entionisierungssystems mit Flusselektrode (Aktivkohle-Massenbeladung = 5, 10, 15 Gew.-%, angelegte Spannung = 0,5, 0,8, 1,1 V, Elektrolyt mit Flusselektrode = 1 M) .

Der gleichzeitige Anstieg der Viskosität und die Abnahme der Lösungsfließfähigkeit sind jedoch häufige große Hindernisse, die mit einer zunehmenden Massenbeladung einhergehen. Aufgrund der Kompromissbeziehung ist die Beladung in FCDI-Systemen üblicherweise auf 20 Gew.-% beschränkt53,54,55 wenn keine zusätzlichen Methoden zur Oberflächenmodifizierung für die Synthese des Elektrodenmaterials angewendet werden. Konsequenterweise war der Massenbeladungszustand in dieser Studie auf 15 Gew.-% begrenzt, und Lösungsviskosität und Verstopfung im Strömungskanal wurden nicht beobachtet. Wie in Abb. 4(b) gezeigt, wurde die Gültigkeit der Massenbeladung und der angelegten Spannung mittels SEC weiter bewertet und basierend auf der Gesamtmenge der während des Betriebs entfernten Ionen quantifiziert. Die SEC folgte unter allen Bedingungen einem ähnlichen Trend, wobei der Wert bei höheren Laderaten zunahm. Die Änderung der angelegten Spannung folgte vergleichbaren Trends bei Massenbeladungen von 10 und 15 Gew.-%. Trotz der Verbesserung der Entionisierungsleistung mit zunehmender Massenbeladung, wie in Abb. 4(a) dargestellt, war der Grund für die höhere SEC die gleichzeitige Verbesserung der Ladungsperkolation des Systems52. Die verstärkte elektrische Leitfähigkeit und die gleichzeitige Verringerung des Zellwiderstands führten zu einer Verbesserung der Stromeffizienz56,57, was zu einem höheren prognostizierten SEC führte. Insbesondere waren die SEC-Werte bei einer Massenbeladung von 10 Gew.-% denen unter 5 Gew.-% sehr ähnlich. Die Werteänderungen lagen bei allen angelegten Spannungsbedingungen unter dem Zweifachen, wobei das Maximum beim 1,6-fachen lag. Eine Erhöhung der Massenbeladung auf 15 Gew.-% erhöhte jedoch die SEC-Werte um das 1,7-, 2,4- und 2,5-fache bei angelegten Spannungen von 0,5, 0,8 bzw. 1,1 V. Da das ursprüngliche Ziel der Studie darin bestand, Permeat innerhalb des von der Weltgesundheitsorganisation empfohlenen TDS-Bereichs für Trinkwasser oder häusliches Wasser58 zu erhalten, wurde der sequentielle Zwei-Adsorptions-Vorgang als ausreichend erachtet, um die Standards basierend auf der Ionenentfernungseffizienz zu erfüllen in Abb. 4(a) dargestellt. Daher wurden eine Kohlenstoffmassebeladung und eine angelegte Spannung von 10 Gew.-% bzw. 0,8 V als optimale Betriebsparameter ermittelt. Im Vergleich dazu führte eine höhere angelegte Spannung (1,1 V) zu nominellen Änderungen bei der Ionenentfernung mit einem viel größeren SEC. In ähnlicher Weise führte eine Kohlenstoffmassenbeladung von 15 Gew.-% zu einer höheren Deionisierungseffizienz, die ebenfalls im Nominalbereich von etwa dem 1,2-fachen lag, mit einem viel höheren SEC.

Die Machbarkeit des PEC-FCDI-Dualsystems wurde untersucht, indem Brackwasser aufbereitet wurde, um Permeat frei von organischen Verunreinigungen zu erzeugen, das den TDS-Standards für Süßwasser entspricht. Um die Wirksamkeit des Systems genauer zu untersuchen, wurde das Brackwasser als komplexe Lösung mit mehreren einwertigen und zweiwertigen Salzen hergestellt, um die Zusammensetzung von echtem Brackwasser widerzuspiegeln, wie in der Ergänzungstabelle 1 aufgeführt. Wie in Abb. 5 gezeigt, ist die organische Mineralisierung von BPA wurde im PEC-Stadium durch Messung des TOC-Gehalts bewertet. Während des 60-minütigen Betriebs wurde in den ersten 20 Minuten ein extrem starker Abfall des TOC auf 20 % der Ausgangskonzentration beobachtet. Anschließend wurde eine dreifache Entfernung von BPA überwacht, wobei der endgültige, vollständige Abbau des Zielschadstoffs innerhalb von 40 Minuten nach dem Betrieb erfolgte. Während des PEC-Prozesses wurde keine weitere Bildung von Oxidationsnebenprodukten festgestellt.

PEC-FCDI-Dualsystem (PEC: [Bisphenol-A]0 = 0,1 mM, pHi = 7,0; Betriebszeit = 60 min) (FCDI: [NaCl]0 = 1947 ppm, [MgCl2]0 = 428 ppm, [Na2SO4] 0 = 278 ppm, pHi = 7,0; Aktivkohle-Massenbeladung = 10 Gew.-%, angelegte Spannung = 0,8/−0,8 V, Durchflusselektrodenelektrolyt = 1 M; erste Adsorptionszeit = 40 min, Desorptionszeit = 30 min, zweite -Adsorptionszeit = 20 min).

Zur Entionisierung wurde eine anschließende FCDI-Stufe durchgeführt und die Leistung anhand der Quantifizierung der Entfernung einzelner Ionen bewertet. Während der ersten Adsorptionsphase kam es im Allgemeinen innerhalb von 20 Minuten zu einem schnellen Abfall der Ionenkonzentration. Insbesondere wurden die Gehalte an Natrium-, Magnesium-, Chlorid- und Sulfationen um 71, 72, 75,6 bzw. 75,2 % reduziert, was auf ähnliche Deionisierungseffizienzen für Kationen und Anionen hinweist. Die Adsorptionsrate verlangsamte sich schließlich und erreichte ein Plateau, als die Poren der Aktivkohleelektrode vollständig mit aus der Zufuhrlösung transportierten Ionen gesättigt wurden; Daher war eine Desorptionsphase erforderlich, damit die Poren und das Ladungsgleichgewicht des Systems wieder den Ausgangszustand erreichen38. Die Desorptionsphase wurde durch Umkehren der angelegten Spannung durchgeführt und dauerte 30 Minuten. Die in den Mikro-/Makroporen der Elektrodenpartikel adsorbierten Ionen wurden durch elektrostatische Abstoßung entladen und über die Ionenaustauschermembranen zum Feedstrom transportiert. Die Ionenkonzentration der Flusselektroden-Aufschlämmungslösung nahm während des 30-minütigen Entladevorgangs allmählich ab und alle während der Adsorptionsphase adsorbierten Ionen wurden aus der Lösung entladen. Nach 30 Minuten war die Aufschlämmungslösung vollständig für den Betrieb der zweiten Adsorptionsphase zurückgewonnen. Die letzte Adsorptionsphase wurde 20 Minuten lang mit dem Permeat aus der ersten Adsorptionsphase als Speisewasserlösung durchgeführt. Bei der niedrigen anfänglichen Ionenkonzentration wurde ein ähnlich schneller Rückgang beobachtet, mit einer Entfernung von fast zwei Logarithmen innerhalb von Minuten nach dem Betrieb, und schließlich wurde eine vollständige Entionisierung des Speisewassers erreicht. Schließlich wurde der Energieverbrauch des FCDI-Systems überwacht, und der gesamte kombinierte SEC der beiden Adsorptionsphasen betrug 0,031 kWh g−1 Ionenentfernung, was niedriger war als der bei der Prozessoptimierung ermittelte Wert (Abb. 4) und somit weiter Stärkung der Machbarkeit der Technologie für reale Wasseranwendungen.

Die Aufbereitung von Brackwasser für Trink- oder Haushaltszwecke erfolgt meist mit Brackwasser-RO- oder NF-Verfahren. Kritische Nachteile aufgrund der geringen Entfernung von Spuren organischer Schadstoffe, der Verschmutzung der Membranoberfläche durch Anlagerung organischer Stoffe und des hohen Energieverbrauchs aufgrund der druckgesteuerten Natur der Technologie weisen jedoch auf die Grenzen der Prozesse hin. Im Gegensatz dazu kann die Oxidation über das PEC-System eine vollständige Mineralisierung organischer Spurenverbindungen erreichen, während die anschließende Deionisierungssequenz von FCDI eine Ionenentsalzung innerhalb der Brackwasserquelle bei geringem Energieverbrauch erreichen kann.

Die neuartigen selbstdotierten BP-TNA- und BM-TNA-Elektroden, die durch Glühen bei 600 °C hergestellt wurden, zeigten hervorragende Ladungsübertragungseffizienzen und einen wirksamen Abbau von acht organischen Modellschadstoffen, wobei die BP-TNA eine überlegene Leistung zeigte. Die organische Mineralisierung wurde über einen weiten pH-Bereich von 3–9 stabil auf hohem Niveau gehalten, und ein kontinuierliches Experiment mit sieben sich wiederholenden Zyklen mit gleichmäßiger Leistung zeigte die Stabilität der Elektrode. Darüber hinaus wurde während der nachfolgenden FCDI-Stufe eine Lösungsentsalzung beobachtet, und insbesondere die Erhöhung der Kohlenstoffmassenbeladung verbesserte die Ladungsperkolationswege, was zu einer besseren Lösungsleitfähigkeit und Ladungstransporteffizienz des Systems führte.

Der Einsatz des hybriden PEC-FCDI-Systems dürfte eine überlegene Alternative zu herkömmlichen Verfahren sein. Aufgrund seiner außergewöhnlichen Leistung und seines geringen Energieverbrauchs ist das System vielversprechend für den praktischen Einsatz im Bereich der Brackwasseraufbereitung sowohl für den Trink- als auch für den Hausgebrauch.

Die folgenden Reagenzien wurden ohne Reinigung oder Behandlung verwendet: BA (Sigma-Aldrich), 4CP (Aldrich), PH (Sigma-Aldrich), BPA (Aldrich), CMT (Sigma-Aldrich), AMP (Sigma-Aldrich), 4- Hydroxybenzoesäure (Sigma-Aldrich). Methanol (Sigma-Aldrich), tert-Butanol (Sigma-Aldrich), Natriumchlorid (Sigma-Aldrich), Natriumbicarbonat (Sigma-Aldrich), Natriumcarbonat (Sigma-Aldrich), Perchlorsäure (Sigma-Aldrich), Phosphorsäure (Aldrich) und Acetonitril (JT Baker). Alle verwendeten Chemikalien waren von Reagenzienqualität, und zur Herstellung der Reagenzlösungen wurde hochreines entionisiertes (DI) Wasser (>18 MΩ cm) verwendet, das aus einem Milli-Q-Wasseraufbereitungssystem hergestellt wurde.

Zu den für das PEC-Experiment verwendeten organischen Verbindungen gehörten BA, SMX, BPA, AMP, 4CP, NIB, PH und CMT in Lösungen, die in hochreinem DI-Wasser (18,2 MΩ cm) hergestellt wurden. Um synthetisches Brackwasser (3 g L−1) als Zufuhrlösung für das FCDI-Experiment herzustellen, wurde Natriumchlorid zu entionisiertem Wasser hinzugefügt. Schließlich wurde der Ausfluss aus dem PEC-Prozess als Zufuhrlösung für das FCDI-Experiment verwendet.

Die Strömungselektrodenaufschlämmung bestand aus P-60-Aktivkohlepulver mit einer Brunauer-Emmett-Teller-Oberfläche (BET) von 1311,7 m2 g−1 (Kuraray Co., Japan) in entionisiertem Wasser und es gab drei verschiedene Bedingungen für die Beladung der Aktivkohlemasse ausgewertet (5, 10 und 15 Gew.-%). Um eine gleichmäßige Suspension und Maximierung der Leistung der AC-Partikel sicherzustellen, wurde die Aufschlämmungslösung 120 Minuten lang mit Ultraschall behandelt (Modell 350, Branson Sonic Power Co., USA), woraufhin sich die BET-Oberfläche der Kohlenstoffpartikel auf 2011,8 m2 g−1 erhöhte (Ergänzende Abbildung 1). Der für die Aufschlämmungslösung verwendete Elektrolyt war 1 M Natriumchlorid.

Selbstdotierte TiO2-Nanoröhren-Arrays (BM-TNA und BP-TNA) wurden unter Verwendung eines Ti-Netzes/einer Ti-Platte und einer Pt-Folie (identische Arbeitsfläche von 9,5 cm2 und Abstand zwischen den Lücken von 1,0 cm) als Anode bzw. Kathode nacheinander hergestellt Eloxierung. Im ersten Schritt wurden 45,0 V unter Verwendung eines Gleichstromnetzteils (TPM-1010, Toyotech Co., Republik Korea) 5 Stunden lang in einer Ethylenglykollösung aus 2,5 Gew.-% H2O und 0,2 Gew.-% NH4F angelegt. Anschließend wurde 5 Minuten lang eine zusätzliche Anodisierung bei 10,0 V durchgeführt, um die Grenzflächenhaftung zwischen den TNA-Schichten und dem Ti-Netz/der Ti-Platte zu verbessern. Nach der erfolgreichen Herstellung der TNA-Schichten auf dem Ti-Netz/der Ti-Platte wurden Anatas- und Rutil-TNA durch 1-stündiges Tempern bei 600 °C (Temperaturerhöhungsrate von 2,0 °C min−1) hergestellt. BM-TNA und BP-TNA wurden schließlich durch kathodische Polarisation hergestellt, indem 90 s lang eine konstante Stromdichte von 16,7 mA cm-2 unter Verwendung eines Potentiostaten (WBCS3000M2, Wonatech, Republik Korea) in einer 0,1 M KH2PO4-Lösung (pH = 7,2) angelegt wurde ). Anschließend wurde die Elektrode gründlich mit entionisiertem Wasser gespült, um eventuelle Chemikalienreste zu entfernen. Die Bezeichnungen „BM (blue-mesh)-“ und „BP (blue-plate)-“ TNA wurden übernommen, weil die Oberflächenfarbe der Elektroden während des kathodischen Polarisationsschritts blau wurde und außerdem ein Ti-Gitter und eine Ti-Platte verwendet wurden das Basisanodenmaterial für die Herstellung.

Das PEC-Experiment zum Abbau organischer Schadstoffe wurde unter Verwendung einer Drei-Elektroden-Konfiguration mit BM-TNA/BP-TNA, Ti-Netz und gesättigtem Ag/AgCl als Arbeits-, Gegen- und Referenzelektroden durchgeführt. Als Reaktor wurde eine rechteckige Zelle (Arbeitsvolumen 90 ml) mit einem Quarzfenster zur Lichtquelle hin verwendet, die in einer Blackbox untergebracht war, die mit 4,0 W-UV-A (Emissions- und Spitzenemissionswellenlänge 350–400 nm) ausgestattet war 352 nm; F4T5, Sankyo, Japan), UV-B (Emissions- und Spitzenemissionswellenlänge von 280–260 bzw. 310 nm; G4T5E, Sankyo, Japan) und UV-C (Emissions- und Spitzenemissionswellenlänge von 100). –280 bzw. 254 nm; G4T5, Sankyo, Japan) Lampen. Alle FCDI-Experimente wurden mit einer maßgeschneiderten Zelle durchgeführt, die in der Reihenfolge PVC-Endplatte, Graphit-Stromkollektor, Kationenaustauschmembran, Nylon-Abstandshalter, Anionenaustauschmembran, Graphit-Stromkollektor und PVC-Endplatte zusammengebaut wurde. Bei den Ionenaustauschmembranen handelte es sich um kommerziell erhältliche Produkte (Neosepta, ASTOM Co., Japan), und ein Potentiostat (WBCS3000M2, Wonatech, Republik Korea) wurde verwendet, um ein konstantes elektrisches Potenzial an die FCDI-Einheit anzulegen. Die Zufuhr- und Aufschlämmungslösungen wurden im SCC-Modus konstant mit Flussraten von 5 bzw. 35 ml/min geflossen. Die Leitfähigkeit des Permeats wurde in Echtzeit am Auslass der FCDI-Zelle mit einem Leitfähigkeitsmessgerät (CDC401, Hach) aufgezeichnet. Ein repräsentatives Schema des Gesamtbetriebs ist in Abb. 6 dargestellt.

a Grafisches Schema des dualen PEC-FCDI-Systems und b detailliertes experimentelles Prozessschema des Gesamtsystems.

Die physikalisch-chemischen Morphologien von BM-TNA und BP-TNA wurden durch Feldemissions-Rasterelektronenmikroskopie (FE-SEM; Quanta 250 FEG, FEI, USA), Röntgenphotoelektronenspektroskopie (XPS; K-Alpha, Thermo Fisher Scientific, USA) und Röntgenbeugung (XRD; New D8-Advance, Bruker-AXS, USA). Die Anordnung der selbstdotierten TNA-Schichten wurde durch FE-SEM bei 10.000-facher und 100.000-facher Vergrößerung beobachtet, und XPS wurde verwendet, um den Oberflächenoxidationszustand der BM-, Anatas- und BP-TNA unter Verwendung von Al Kα X- zu untersuchen. Strahlung (hν = 1486,6 eV) als Anregungsquelle. Als Referenz für die Bindungsenergiekalibrierung wurde zufälliger Kohlenstoff (248,8 eV) verwendet. XRD wurde verwendet, um die Peaks der Oberflächenkristallstruktur mit Cu-Kα-Strahlung (40,0 keV, λ = 0,154 nm) zu identifizieren. Die Konzentrationen der während des PEC-Experiments abgebauten organischen Schadstoffverbindungen wurden mit einem Gesamtkohlenstoffanalysator (TOC-V, Shimadzu, Japan) und einem Hochleistungsflüssigkeitschromatographen (HPLC; Infinity 1260, Agilent, USA) gemessen, der mit einem C- ausgestattet war. 18 Säulen (ZORBAX Eclipse XDB-C18, Agilent, USA) und UV/Vis-Detektor (G1314F 1260VWD, Agilent, USA). Die Leistung von FCDI (Konzentrationen von Ionen wie Na+, Cl−) wurde bewertet, indem zu vorgegebenen Zeiten mit einer 5-ml-Spritze Proben aus dem Gerät entnommen, anschließend durch einen 0,45-µm-PTFE-Filter (Whatman) filtriert und mithilfe von Ionen analysiert wurden Chromatographie (IC, Dionex ICS-3000). Die spezifische Oberfläche der P-60-Aktivkohlepartikel wurde nach der BET-Methode (BELSORP-MAX, Bel Japan Co., Japan) analysiert.

Um die Leistung und den Energieverbrauch von FCDI zu bewerten, wurden die folgenden Parameter zusammen mit ihren jeweiligen Gleichungen berücksichtigt: (1) Entfernungseffizienz, (2) SEC, (3) SAC und (4) SAR.

Dabei ist ΔC die Differenz zwischen den Konzentrationen der Zufluss- und Abflusslösung (mg/l), V das angelegte Potenzial, I der Strom, t die Betriebszeit, Q die Durchflussrate der Zulauflösung (ml/min) und „AC „Gewicht“ ist das Gewicht des anfänglichen Aktivkohlepulvers, das für die Durchflusselektrode verwendet wurde.

Die während dieser Studie generierten und analysierten Daten sind in diesem veröffentlichten Dokument und seinen ergänzenden Informationsdateien enthalten. Die für diese Arbeit verwendeten Rohdaten sind auf begründete Anfrage beim entsprechenden Autor erhältlich.

Eliasson, J. Der zunehmende Druck der globalen Wasserknappheit. Nat. N. 517, 6 (2015).

Artikel CAS Google Scholar

Tortajada, C. & van Rensburg. Trinken Sie mehr recyceltes Abwasser. P. Nat. 577, 26–28 (2020).

Alghoul, M., Poovanaesvaran, P., Sopian, K. & Sulaiman, M. Übersicht über Brackwasser-Umkehrosmose-Systemdesigns (BWRO). Erneuern. Sus. Energie. Rev. 13, 2661–2667 (2009).

Artikel CAS Google Scholar

Pan, S.-Y., Haddad, AZ, Kumar, A. & Wang, S.-W. Brackwasserentsalzung mittels Umkehrosmose und kapazitiver Entionisierung am Wasser-Energie-Nexus. Wasserres. 183, 116064 (2020).

Artikel CAS Google Scholar

Schiermeier, Q. Der ausgedörrte Planet: Wasser aus dem Wasserhahn. Nat. N. 510, 326 (2014).

Artikel CAS Google Scholar

Yang, Y., Pignatello, JJ, Ma, J. & Mitch, WA Vergleich der Auswirkungen von Halogeniden auf die Effizienz des Schadstoffabbaus durch Sulfat- und Hydroxylradikal-basierte fortgeschrittene Oxidationsprozesse (AOPs). Umgebung. Wissenschaft. Technol. 48, 2344–2351 (2014).

Artikel CAS Google Scholar

Du, JR et al. Entsalzung von Brackwasser mit hohem Salzgehalt durch ein NF-RO-Hybridsystem. Entsalzung 491, 114445 (2020).

Artikel CAS Google Scholar

Du, X. et al. Elektrooxidation von bordotiertem Diamant (BDD) gekoppelt mit Nanofiltration zur sekundären Abwasserbehandlung: Abbau von Antibiotika und Biofouling. Umgebung. Int. 146, 106291 (2021).

Artikel CAS Google Scholar

Hossain, A. et al. Vorkommen, Verbreitung, ökologische und Resistenzrisiken von Antibiotika im Oberflächenwasser der Aquakultur von Fischen und Schalentieren in Bangladesch. Chemosphere 188, 329–336 (2017).

Artikel CAS Google Scholar

Joseph, L., Heo, J., Park, Y.-G., Flora, JR & Yoon, Y. Adsorption von Bisphenol A und 17α-Ethinylestradiol an einwandigen Kohlenstoffnanoröhren aus Meerwasser und Brackwasser. Entsalzung 281, 68–74 (2011).

Artikel CAS Google Scholar

Westerhoff, P., Moon, H., Minakata, D. & Crittenden, J. Oxidation organischer Stoffe in Retentaten aus Umkehrosmose-Abwasserwiederverwendungsanlagen. Wasserres. 43, 3992–3998 (2009).

Artikel CAS Google Scholar

Park, H., Park, Y., Kim, W. & Choi, W. Oberflächenmodifikation des TiO2-Photokatalysators für Umweltanwendungen. J. Photoch. Fotobio. C. 15, 1–20 (2013).

Artikel CAS Google Scholar

Ness, A. & MacNevin, D. Direkte Wiederverwendung von Trinkwasser als Instrument zur Revitalisierung von Brack-Grundwasserentsalzungsanlagen: Wasserqualität und Betrieb. Fla. Wasserressource. J. 2, 30 (2021).

Google Scholar

Van der Bruggen, B. & Vandecasteele, C. Entfernung von Schadstoffen aus Oberflächenwasser und Grundwasser durch Nanofiltration: Überblick über mögliche Anwendungen in der Trinkwasserindustrie. Umgebung. Umweltverschmutzung. 122, 435–445 (2003).

Artikel Google Scholar

Epsztein, R., Cheng, W., Shaulsky, E., Dizge, N. & Elimelech, M. Aufklärung der Mechanismen, die dem Unterschied zwischen Chlorid- und Nitratabstoßung bei der Nanofiltration zugrunde liegen. J. Mitglied Wissenschaft. 548, 694–701 (2018).

Artikel CAS Google Scholar

Epsztein, R., Nir, O., Lahav, O. & Green, M. Selektive Nitratentfernung aus dem Grundwasser mithilfe eines hybriden Nanofiltrations-Umkehrosmose-Filtrationsschemas. Chem. Ing. J. 279, 372–378 (2015).

Artikel CAS Google Scholar

Shin, MG et al. Kritische Überprüfung und umfassende Analyse der Entfernung von Spuren organischer Verbindungen (TOrC) mit Polyamid-RO/NF-Membranen: Mechanismen und Materialien. Chem. Ing. J. 427, 130957 (2022).

Artikel CAS Google Scholar

AlTaee, A. & Sharif, AO Alternatives Design zur zweistufigen NF-Meerwasserentsalzung unter Verwendung von Brackwassermembranen mit hohem Rückhaltevermögen. Entsalzung 273, 391–397 (2011).

Artikel CAS Google Scholar

Lakretz, A., Mamane, H., Asa, E., Harif, T. & Herzberg, M. Biofouling-Kontrolle durch UV/H2O2-Vorbehandlung für den Brackwasser-Umkehrosmoseprozess. Umgebung. Sci.-Wat. Res. 4, 1331–1344 (2018).

CAS Google Scholar

Nghiem, LD, Coleman, PJ & Espendiller, C. Mechanismen, die den Auswirkungen von Membranverschmutzung auf die Nanofiltration von Spuren organischer Verunreinigungen zugrunde liegen. Desalination 250, 682–687 (2010).

Artikel CAS Google Scholar

Oatley-Radcliffe, DL et al. Nanofiltrationsmembranen und -prozesse: ein Überblick über die Forschungstrends des letzten Jahrzehnts. J. Wasserprozess. Ing. 19, 164–171 (2017).

Artikel Google Scholar

Kim, J., Kim, C., Kim, S. & Yoon, J. RuO2-beschichtetes blaues TiO2-Nanoröhren-Array (blaues TNA-RuO2) als wirksames Anodenmaterial bei der elektrochemischen Chlorerzeugung. J. Ind. Eng. Chem. 66, 478–483 (2018).

Artikel CAS Google Scholar

Koo, MS, Cho, K., Yoon, J. & Choi, W. Photoelektrochemischer Abbau organischer Verbindungen gekoppelt mit der Erzeugung von molekularem Wasserstoff unter Verwendung elektrochromer TiO2-Nanoröhren-Arrays. Umgebung. Wissenschaft. Technol. 51, 6590–6598 (2017).

Artikel CAS Google Scholar

Minakata, D., Li, K., Westerhoff, P. & Crittenden, J. Entwicklung einer Gruppenbeitragsmethode zur Vorhersage der Reaktionsgeschwindigkeitskonstanten von Hydroxylradikalen (HO•) in wässriger Phase. Umgebung. Wissenschaft. Technol. 43, 6220–6227 (2009).

Artikel CAS Google Scholar

Wenk, J., Von Gunten, U. & Canonica, S. Einfluss gelöster organischer Stoffe auf die durch angeregte Triplettzustände und das Hydroxylradikal induzierte Umwandlung von Verunreinigungen. Umgebung. Wissenschaft. Technol. 45, 1334–1340 (2011).

Artikel CAS Google Scholar

Cho, K. et al. Auswirkungen der Erzeugung reaktiver Oxidationsmittel und der Kapazität auf die photoelektrochemische Wasserdesinfektion mit selbstdotierten Titandioxid-Nanoröhren-Arrays. Appl. Katal. B-Umgebung. 257, 117910 (2019).

Artikel CAS Google Scholar

Ye, Y., Feng, Y., Bruning, H., Yntema, D. & Rijnaarts, H. Photokatalytischer Abbau von Metoprolol durch TiO2-Nanoröhren-Arrays und UV-LED: Auswirkungen von Katalysatoreigenschaften, Betriebsparametern, häufig vorhandenen Wasserbestandteilen, und photoinduzierte reaktive Spezies. Appl. Katal. B-Umgebung. 220, 171–181 (2018).

Artikel CAS Google Scholar

Xu, X., Cai, J., Zhou, M., Du, J. Hazard. Mater. 382, 121096 (2020).

Artikel CAS Google Scholar

Metzger, M. et al. Technoökonomische Analyse der kapazitiven und interkalativen Wasserentionisierung. Energie. Umgebung. Wissenschaft. 13, 1544–1560 (2020).

Artikel CAS Google Scholar

Chung, HJ, Kim, J., Kim, DI, Gwak, G. & Hong, S. Machbarkeitsstudie zur kapazitiven Umkehrosmose-Fluss-Deionisierung (RO-FCDI) für eine energieeffiziente Entsalzung unter Verwendung von Meerwasser als wässriger Durchflusselektrodenelektrolyt . Entsalzung 479, 114326 (2020).

Artikel CAS Google Scholar

Liu, E., Lee, LY, Ong, SL & Ng, HY Behandlung von Industriesole mittels kapazitiver Deionisierung (CDI) zur Vermeidung von Flüssigkeitsaustritt – Herausforderungen und Optimierung. Water Res 183, 116059 (2020).

Artikel CAS Google Scholar

Shin, Y.-U., Lim, J., Boo, C. & Hong, S. Verbesserung der Machbarkeit und Anwendbarkeit der kapazitiven Deionisierung mit Flusselektroden (FCDI): Überprüfung der Prozessoptimierung und Energieeffizienz. Entsalzung 502, 114930 (2021).

Artikel CAS Google Scholar

Zhao, R., Porada, S., Biesheuvel, P. & Van der Wal, A. Energieverbrauch bei der membrankapazitiven Deionisierung für verschiedene Wasserrückgewinnungen und Durchflussraten und Vergleich mit Umkehrosmose. Desalination 330, 35–41 (2013).

Artikel CAS Google Scholar

Rosentreter, H., Walther, M. & Lerch, A. Teilentsalzung von salzhaltigem Grundwasser: Vergleich von Nanofiltration, Umkehrosmose und membrankapazitiver Deionisierung. Membranen 11, 126 (2021).

Artikel CAS Google Scholar

Jeong, K. et al. Optimierung eines Hybridsystems aus Nanofiltration und membrankapazitiver Deionisierung (NF-MCDI): Experimentelle und Modellstudien. Entsalzung 493, 114658 (2020).

Artikel CAS Google Scholar

Hand, S., Shang, Umgebung. Wissenschaft. Technol. 53, 3748–3756 (2019).

Artikel CAS Google Scholar

Anderson, MA, Cudero, AL & Palma, J. Kapazitive Entionisierung als elektrochemisches Mittel zur Energieeinsparung und Bereitstellung von sauberem Wasser. Vergleich mit aktuellen Entsalzungspraktiken: Wird es konkurrieren? Elektrochim. Acta 55, 3845–3856 (2010).

Artikel CAS Google Scholar

Luo, K. et al. Entsalzungsverhalten und Leistung der kapazitiven Entionisierung mit Durchflusselektroden in verschiedenen Betriebsmodi. Chem. Ing. J. 389, 124051 (2020).

Artikel CAS Google Scholar

He, C., Ma, J., Zhang, C., Song, J. & Waite, TD Kurzschlussbetrieb mit geschlossenem Kreislauf von Durchflusselektroden-CDI zur Brackwasserenthärtung. Umgebung. Wissenschaft. Technol. 52, 9350–9360 (2018).

Artikel CAS Google Scholar

Sohn, A. et al. Persulfat verstärkte photoelektrochemische Oxidation organischer Schadstoffe mithilfe selbstdotierter TiO2-Nanoröhrenarrays: Einfluss von Betriebsparametern und Wassermatrix. Wasserres. 191, 116803 (2021).

Artikel CAS Google Scholar

Lee, H. et al. Oxidationskapazität von Periodat, aktiviert mit bimetallischen Nanopartikeln auf Eisenbasis. Umgebung. Wissenschaft. Technol. 48, 8086–8093 (2014).

Artikel CAS Google Scholar

Shin, Y.-U. et al. Elektrochemische Oxidation organischer Stoffe in Sulfatlösungen an einer bordotierten Diamantelektrode: mehrere Wege zur Bildung von Sulfatradikalen. Appl. Katal. B-Umgebung. 254, 156–165 (2019).

Artikel CAS Google Scholar

Anbar, M., Meyerstein, D. & Neta, P. Die Reaktivität aromatischer Verbindungen gegenüber Hydroxylradikalen. J. Phys. Chem.-Us 70, 2660–2662 (1966).

Artikel CAS Google Scholar

Buxton, GV, Greenstock, CL, Helman, WP & Ross, AB Kritische Überprüfung der Geschwindigkeitskonstanten für Reaktionen von hydratisierten Elektronen, Wasserstoffatomen und Hydroxylradikalen (⋅OH/⋅O- in wässriger Lösung. J. Phys. Chem. Ref. Daten. 17, 513–886 (1988).

Artikel CAS Google Scholar

Jing, Y. & Chaplin, BP Mechanistische Untersuchung der Gültigkeit der Verwendung von Hydroxylradikalsonden zur Charakterisierung elektrochemischer fortgeschrittener Oxidationsprozesse. Umgebung. Wissenschaft. Technol. 51, 2355–2365 (2017).

Artikel CAS Google Scholar

Reyter, D., Bélanger, D. & Roué, L. Nitratentfernung durch gepaarte Elektrolyse an Kupfer- und Ti/IrO2-gekoppelten Elektroden – Einfluss des Anoden-/Kathodenoberflächenverhältnisses. Wasserres. 44, 1918–1926 (2010).

Artikel CAS Google Scholar

Ntakirutimana, S., Tan, W., Anderson, MA & Wang, Y. Rezension – Aktivkohle-Elektrodendesign: Technischer Kompromiss im Hinblick auf die Leistung der kapazitiven Deionisierung. J. Elektrochem. Soc. 167, 143501 (2020).

Artikel CAS Google Scholar

Hatzell, KB et al. Direkte Beobachtung aktiver Materialwechselwirkungen in fließfähigen Elektroden mittels Röntgentomographie. Faraday Discuss 199, 511–524 (2017).

Artikel CAS Google Scholar

Nenashev, A. et al. Perkolationsbeschreibung des Ladungstransports in amorphen Oxidhalbleitern. Physik. Rev. B. 100, 125202 (2019).

Artikel CAS Google Scholar

Park, H.-R. et al. Oberflächenmodifizierte kugelförmige Aktivkohle für hohe Kohlenstoffbeladung und ihre Entsalzungsleistung bei der kapazitiven Entionisierung mit Flusselektroden. RSC Adv. 6, 69720–69727 (2016).

Artikel CAS Google Scholar

Ma, J., He, C., He, D., Zhang, C. & Waite, TD Analyse kapazitiver und elektrodialytischer Beiträge zur Wasserentsalzung durch Flusselektroden-CDI. Wasserres. 144, 296–303 (2018).

Artikel CAS Google Scholar

Rommerskirchen, A., Linnartz, CJ, Müller, D., Willenberg, LK & Wessling, M. Energierückgewinnung und Prozessdesign in kapazitiven Deionisierungsprozessen mit kontinuierlicher Strömung und Elektrode. ACS Sustain. Chem. Ing. 6, 13007–13015 (2018).

Artikel CAS Google Scholar

Dahiya, S. & Mishra, BK Verbesserung der Verständlichkeit und Leistung der kapazitiven Entionisierung von Durchflusselektroden durch Optimierung von Konfigurations- und Betriebsparametern: ein Überblick über die jüngsten Fortschritte. Sep. Purif. Technol. 240, 116660 (2020).

Artikel CAS Google Scholar

Porada, S. et al. Kohlenstoffflusselektroden für den kontinuierlichen Betrieb der kapazitiven Entionisierung und kapazitiven Mischenergieerzeugung. J. Mater. Chem. A. 2, 9313–9321 (2014).

Artikel CAS Google Scholar

Zhang, C. et al. Kapazitive Deionisierung mit Durchflusselektroden (FCDI): Aktuelle Entwicklungen, Umweltanwendungen und Zukunftsperspektiven. Umgebung. Wissenschaft. Technol. 55, 4243–4267 (2021).

Artikel CAS Google Scholar

Liang, P. et al. Optimierte Entsalzungsleistung der kapazitiven Entionisierung mit Hochspannungs-Durchflusselektroden durch Zugabe von Ruß zur Durchflusselektrode. Entsalzung 420, 63–69 (2017).

Artikel CAS Google Scholar

Yang, S. et al. Kapazitive Entionisierung mit Durchflusselektrode unter Verwendung eines wässrigen Elektrolyten mit hoher Salzkonzentration. Umgebung. Wissenschaft. Technol. 50, 5892–5899 (2016).

Artikel CAS Google Scholar

WER. Richtlinien zur Trinkwasserqualität. Bericht Nr. 9241548150 (2011).

Referenzen herunterladen

Diese Arbeit wurde durch ein von der koreanischen Regierung (MSIT) finanziertes Stipendium der National Research Foundation of Korea (NRF) unterstützt (Nr. NRF-2021R1A5A1032433).

Diese Autoren haben gleichermaßen beigetragen: Jihun Lim, Yong-Uk Shin.

School of Civil, Environmental, and Architectural Engineering, Korea University, Seoul, 136-701, Republik Korea

Jihun Lim, Yong-Uk Shin, Aseom Son und Seungkwan Hong

Water Cycle Research Center, Korea Institute of Science and Technology (KIST), Seoul, 02792, Republik Korea

Aseom Son & Seok Won Hong

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JL und YUS, die beiden Hauptautoren des Artikels, trugen zum Forschungsdesign, zum PEC-Experiment und den anschließenden Analysen, zum Verfassen des Artikels und zur Redaktion bei. AS und SWH unterstützten das PEC-Forschungsdesign. SH trug als korrespondierender Autor zur Leitung der Gesamtforschung bei. Außerdem haben „JL“ und „YUS“ als „Co-Erstautoren“ gleichermaßen zu dieser Arbeit beigetragen.

Korrespondenz mit Seungkwan Hong.

Die Autoren geben an, dass keine Interessenkonflikte bestehen.

Anmerkung des Herausgebers Springer Nature bleibt hinsichtlich der Zuständigkeitsansprüche in veröffentlichten Karten und institutionellen Zugehörigkeiten neutral.

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Nachdrucke und Genehmigungen

Lim, J., Shin, YU., Son, A. et al. TiO2-Nanoröhren-Elektrode für den organischen Abbau gekoppelt mit kapazitiver Entionisierung mit Durchflusselektrode zur Brackwasserentsalzung. npj Sauberes Wasser 5, 7 (2022). https://doi.org/10.1038/s41545-022-00150-9

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Eingegangen: 30. August 2021

Angenommen: 21. Januar 2022

Veröffentlicht: 04. März 2022

DOI: https://doi.org/10.1038/s41545-022-00150-9

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