采用一体式膜反应器中有机物的光催化降解(共9页)

1、采用(ciyng)一体式(tsh)膜反应器中有机物的光催化降解摘要(zhiyo)一种基于二氧化钛的高级氧化工艺有望降低海水中的有机物，从而污染会减轻在膜反应器。对颗粒物和有机物的去除研究了海水源对光催化膜的治疗效果，以及膜透性的控制。二氧化钛介导的光催化海水有机质（SOM）与天然有机物（NOM）相比，新鲜水的存在。SOM的光催化降解的边缘，但它显著增强当海盐除去电渗析。它表明，SOM的光催化治理不是由SOM本身的分子结构，但在海水中的离子物种的存在。确定负责大大减少SOM光催化的离子，一些主要的离子物种选定剂量的淡化海水。由此发现，氯离子作为光生强氧化性的自由基清除剂（例如，羟基和超氧自由基）

2、，虽然他们可能有助于部分氧化和SOM分子氯化。之前和之后的光催化是通过荧光光谱证实了SOM的分子结构的变化。TiO2表面的X射线荧光光谱表明，发生在SOM催化氯离子在TiO2表面无明显粘连。介绍可持续的水供应是其中一个最重要的全球问题，由于水资源短缺和污染问题 1 。有几种可供选择的水资源，如废水回用和海水淡化，这已经得到了更多的实惠和可行的，特别是在干旱地区，在世界各地。海水反渗透（RO）膜过滤是一种很有前途的技术，海水淡化，但膜污染，这是由有机质沉积引起的以及无机沉淀和微生物生长52，是反渗透海水淡化的广泛应用的主要障碍工艺6,7。有可控制的反渗透（RO）污染的各种方法。螯合剂的加入可防止

3、无机盐沉淀。投加消毒剂（如，Cl2）抑制微生物的生长（即，污损生物）在膜表面的氯，虽然可能会损坏聚酰胺反渗透膜，从而显著降低前应与反渗透膜的接触。天然有机物（NOM）在海水中，可沉积在膜表面，从而促进了生物污损，应预先除去。NOM污染也在膜工艺处理饮用水8,9的主要问题。此外，NOM分子包括腐殖酸和富里酸生成消毒副产物（DBPs）在水处理中的氯化过程中。因此，活性炭吸附剂（例如，粉末活性炭）和无机混凝剂（如，明矾或FeCl3）已被用于隔离的NOM协同作用被认为是潜在的膜污染以及DBP前体1012。最近，高级氧化工艺（AOPs）已应用于治理和矿化有机物以及有害有毒水污染物15 13 。光催化能够

4、分解毒素和NOM存在于地表水和废水中16 19 。特别是，NOM污染缓解使用杂化光催化/膜反应器，由于(yuy)在TiO2颗粒和NOM吸附光催化降解NOM，虽然不如原始NOM退化。然而，有对海水有机物的光催化较少（SOM），其中的有机物和背景水成分的性质与地表水或污水明显不同。因此，本研究的重点是探讨去除(q ch)SOM使用二氧化钛介导的光催化膜反应器（PMR），对RO过滤之前，虽然它与有机物在地表水的降解效率的比较（例如，湖水）。额外的病灶进行了评估任何影响和海水盐对SOM的光干扰和识别(shbi)，可以作为SOM催化抑制剂的物质。各种盐类，如NaHCO3，NaCl，KCl，硝酸钠，硝酸钾

5、，钠，加入盐水等为了评估在SOM催化每个盐的影响。材料与方法2.1海水资源两个海水源测试本研究分别在东部收集（浦项市）和南部（马山市）的朝鲜半岛的海岸。海水样品运送到实验室和储存在4C.水样品平衡在几小时前常温使用在冰箱里。两个海水样品的关键特性在表1中给出。对光催化降解NOM的比较，mooncheon湖（大邱，韩国）的水进行过滤，通过0.45M膜过滤去除水中的胶体颗粒后。mooncheon湖的水主要有以下特点：ph7.98；uv254,0.072cm1；TOC，4.91mg/l；电导率，0.2ms/cm.desalted海水样品的电导率25and1.0ms/cm也被马山海水电渗析制备。nah

6、co3was添加到海水脱盐1.0-ms/cm弥补碱度，而五种不同的盐，如氯化钠，氯化钾，硝酸钠，硝酸钾，钠，添加来弥补失去的电导率在需要的时候2.2 PMR操作(cozu)在这项工作中使用的实验室规模的PMR，包括悬浮催化剂和0.4米淹没式中空纤维(xinwi)膜（公里，韩国），如图1所示。一个8-w黑蓝灯（BLB）紫外灯（tl8w / 08，汉城，韩国）和360nm波长被放置在反应器中心对TiO2的活化。与工作容积的正常反应器被设计为工作在间歇或连续模式。TiO2（Degussa P25，1.0g/L）被添加到反应器的海水和混合和搅拌好的在300rpm在PMR实验。关键水的特性，如总有机(y

7、uj)碳（TOC）在254 nm处的浓度与吸光度，进行监测评价SOM的降解效率在TiO2介导的PMR治疗。浸没式膜过滤是在一个恒定的50L/ m2h通量模式和跨膜压力的变化进行了监测，检查污染行为。2.3分析方法对饲料的质量和处理过的水，如金属和有机质含量，电感耦合等离子体原子发射光谱仪（Optima 2100 DV，珀金埃尔默，美国）和TOC分析仪（toc-v CPH，岛津，日本）进行。一个哈希4200U紫外/可见分光光度计测定254nm的紫外吸光度。使用校准的便携式pH计测定溶液pH值（pH 330i，WTW，德国）和电导率的电导率仪测量（pH 340i，WTW，德国）。荧光测量一个高灵敏

8、度荧光光谱仪（fp6300，该，日本）在5nm激发和发射狭缝宽度。通过测量发射光谱从290nm范围内在270nm波长激发下，获得了荧光光谱，同时过滤附近拉曼峰550nm。傅里叶变换红外（FTIR）光谱被记录在傅里叶变换红外光谱（IR presige-21，岛津，日本）。X射线荧光（XRF）光谱仪（PW2400型，飞利浦，荷兰）被用来表征催化剂表面。3.结果(ji gu)与讨论3.1颗粒物的去除和PMR的污染(wrn)控制首先，去除颗粒物从两个海水源在PMR治疗进行了检查，在图2中显示的。膜的浊度水平渗透(shntu)立即下降约0.15和0.6 NTU为浦项和马山海水源，分别，当PMR开始运行，

9、并保持在几乎恒定的值在剩余（240min）的PMR手术。此外，该PMR跨膜压力保持非常稳定，在6.5和术（图3）。这些结果表明，PMR治疗能够有效地去除颗粒从海水中没有任何显著的标志，膜污染。3.2评价SOM的光催化作用有机质降解效率在TiO2介导的PMR治疗监测浦项和马山海水。图4显示的变化的TOC浓度与UV254吸光度的渗透和在PMR治疗时间。不料，TOC水平保持不变为海域240分钟反应过程中，尽管约60%马山的UV254吸光度去除海水。由于UV254吸光度是评估NOM分子的芳族部分内容的替代参数，上述结果表明，SOM的部分氧化，光催化，但不完全矿化。对于地表水的天然有机物的去除，以moo

10、ncheon湖控水试验用的是同样的液压和光催化的条件下进行相同的PMR，结果如图5所示。大量（80%）去除TOC和UV254吸光度均在反应时间240min达到，这是从图4的结果大大不同。因此，以下两个假设进行了回答为什么SOM不光催化矿化：（1）有机分子的化学结构不同的新鲜水，不适合光催化；（2）背景海水成分，如海盐，可能会干扰与SOM光催化。详细的调查的因素是负责抑制SOM光催化进行，在后面的章节中讨论。3.3海盐和碱度对SOM光催化的影响探讨海盐对SOM的光催化效果在PMR治疗，海水脱盐电渗析系统首次使用在同一水平维持有机质含量。图6显示了TOC和UV254吸光度与马山后海水电导率水平降低

11、到1.0ms/cm电渗析时间的变化。结果发现，PMR可降解大量的SOM在较低的热导率，即，约80%的TOC去除在240 min时，脱盐。较低的水的电导率越大，SOM去除效率。SOM的光催化处理前、后进行荧光测量的附加的特性（图7）。荧光光谱表明SOM分子的光催化转移发射峰的最大值向更短的波长，即使他们不是矿化在大量海盐的存在。特别是，该脱盐海水样品的光催化325nm处引起的荧光强度大幅增加。这些结果表明，SOM的分子进行解体芳香环或转换成较小的碎片20,21。这正好与SOM的芳香性降低光催化氧化后UV254吸光度数据（seefigs。46）。红外光谱显示的C = O伸缩振动谱带的存在（在1）对

12、应的SOM羧基，但均无显著性变化之前和之后的光催化（数据未显示）。以上结果表明背景海水成分（例如，盐）起到了阻碍SOM的光催化降解的关键作用。既然已经(y jing)知道水的碳酸盐物种，如CO32-或HCO3，可能作为(zuwi)一个清道夫OH 22 ，SOM光催化的碱性的影响（图8）。对于(duy)本实验，首先对1.0ms/cmin电渗析海水电导率和碱度被重新调整为150mg/L原有水平为碳酸钙。随着碱度的修正案，TOC去除效率下降13%相比，除盐水电导率1.0ms/cm与无碱，这是不被认为是重要的。因此，人们认为碳酸盐物种的存在不是为了降低光催化SOM与原海水的主要原因。3.4识别干扰离子

13、和氯离子的作用为了确定干扰离子与SOM光催化，五种不同的盐，如氯化钠，氯化钾，硝酸钠，硝酸钾，钠，加入海水脱盐1.0-ms/cm同时提高水的电导率为50ms /厘米原有水平。由于一些阴离子存在于天然水，如氯化物和硝酸盐，可以干扰的光催化降解反应的有机化合物 23 ，在SOM的光催化降解离子的影响（图9）。虽然硝酸根和硫酸根离子的光催化效率的影响SOM略，取决于阳离子，和氯离子的影响也最大。氯离子的加入，TOC去除率为10%以下，240分钟后，进行光催化。虽然氯离子对先前报道的各种化合物的光催化的负面影响以及在我们的研究中，24 27 ，已经有一些矛盾的结果，分解有机物的光解反应不是由氯离子的影

14、响 28 。在这项研究证实了氯离子的影响，另一个光催化实验，通过提前消除氯离子的加入过量的硝酸银后，进行（数据未显示）。大量的TOC去除率（50%）仍然是实现，支持的事实，氯离子是主要的物种，抑制SOM光催化。此外，氯离子浓度随时间的PMR治疗过程中监测的变化，如图10所示。海水中氯离子浓度下降约2毫米的光催化过程中，对应于一个显着减少氯离子。氯离子的消失(xiosh)可解释如下。氯离子可能附着在TiO2颗粒表面同时涵盖反应活性位点，但XRF分析没有表现出结合(jih)氯离子在TiO2表面的光催化过程中有机质（表2）。此外(cwi)，用新鲜的TiO2颗粒呈脱盐水相同的TOC去除率（数据未显示）

15、。相反，氯离子可能作为清除剂OH自由基而阻碍增强土壤有机质氧化。可能的清除等自由基反应的氯离子在SOM光催化是图11所示。价带空穴和OH自由基应竞相参与在氧化过程中在存在氯离子。氯自由基负离子，通过氯离子在TiO2表面的转换优先产生，可能主要参与SOM分子氧氯化。这是可能的，他们可以部分氧化的有机物，即使他们的氧化力是小于的OH自由基。这种反应可能导致氯离子和紫外吸光度以及在SOM的荧光蓝移的光催化还原。4.结论本研究探讨海水光催化膜反应器处理相对于SOM去除效率和污染控制。浊度的去除率显著稳定的无膜污染的迹象。虽然取得了实质性的光催化降解的新鲜水（湖泊NOM NOM除去80%小时内），但出乎

16、意料的是，没有SOM是由相同的系统分解。找出这种差异在NOM和SOM之间的光，海水中的盐的水平是由电渗析法和SOM光催化的影响改变了。当海水电导率降低到 1.0ms/cm，大大提高了土壤有机质的去除效率，几乎一样高的NOM在湖泊水（80% TOC去除）。人们相信，在海水中的离子物种可能会干扰SOM光催化。然而，荧光光谱表明SOM分子袭击了光催化在海盐的存在，虽然没有矿化。确定什么样的离子物种作为光催化剂，五种不同的盐，如氯化钠，氯化钾，硝酸钠，硝酸钾，钠，添加到淡化后的海水而重新调整水样的电导率相同水平的原海水（即，50ms /厘米）。当SOM的光催化降解效率是评价含水样，水样有一个非常低的S

17、OM去除氯（10%）。因此，可以设想，在海水中的氯离子是负责光致自由基清除（例如，羟基和超氧自由基）的引入，限制一些破坏分子光催化。致谢(zh xi)这项研究是由赞助支持（r-01-2007-000-20690-0）从韩国国家研究基金会，以及一批（代号c106a1520001-06a085500125）从工厂的技术进步项目由国土(gut)部资助，运输，和韩国政府海事。引用(ynyng)（文献）1P.K.J.Robertson,Semiconductor photocatalysis:an environmentally acceptable alternative production tec

18、hnique and effluent treatmentprocess,J.Clean.Prod.4 (1996) 203212.2 G. Pearce, Introduction to membranes: water and wastewaterRO pre-treatment, Filtr. Sep. 44 (2007) 3033.3 G.K. Pearce, The case for UF/MF pretreatment to RO in seawater applications,Desalination 203 (2007) 286295.4 G.K. Pearce, UF/MF

19、 pre-treatment to RO in seawater and wastewater reuse applications: a comparison of energy costs, Desalination 222 (2008) 6673.5 S.A. Avlonitis, K. Kouroumbas, N. Vlachakis, Energy consumption and membrane replacement cost for seawater RO desalination plants, Desalination 157(2003) 151158.6 A.V.R. R

20、eddy, J.J. Trivedi, C.V. Devmurari, D.J. Mohan, A.P.R.P. Singh, S.V. Joshi,P.K. Ghosh, Fouling resistant membranes in desalination and water recovery,Desalination 183 (2005) 301306.7 Y. Zhao, L. Song, S.L. Ong, Fouling of RO membranes by effluent organic matter (EfOM): relating major components of E

21、fOM to their characteristic fouling behaviors, J. Membr. Sci. 349 (2010) 7582.8 J.H. Lee, B.C. Lee, J.S. Ra, J.W. Cho, I.S. Kim, N.I. Chang, H.K. Kim, S.D. Kim, Comparison of the removal efficiency of endocrine disrupting compounds in pilot scale sewage treatment processes, Chemosphere 71 (2008) 158

22、21592.9 F.Knops,S.V.Hoof,H.Futselaar,L.Broens,Economic evaluation of a new ultrafiltration membrane for pretreatment of seawater reverse osmosis, Desalination 203 (2007) 300306.10 C.H. Park, S.W. Hong, T.H. Chung, Y.S. Choi, Performance evaluation of pretreatment processes in integrated membrane sys

23、tem for wastewater reuse,Desalination 250 (2010) 673676.11 H.K. Shon, S. Vigneswaran, I.S. Kim, J. Cho, H.H. Ngo, Effect of pretreatment on the fouling of membranes: application in biologically treated sewage effluent,J. Membr. Sci. 234 (2004) 111120.12 R. Fabris, E.K. Lee, C.W.K. Chow, V. Chen, M.

24、Drikas, Pre-treatments to reduce fouling of low pressure micro-filtration (MF) membranes, J. Membr. Sci. 289 (2007) 231240.13 A. Kraft, M. Stadelmann, M. Blaschke, Anodic oxidation with doped diamond electrodes: a new advanced oxidation process, J. Hazard. Mater. 103 (2003) 247261.14 J. Bacardit, J.

25、 Stotzner, E. Chamarro, S. Esplugas, Effect of salinity on the photo-Fenton process, Ind. Eng. Chem. Res. 46 (2007) 76157619.15 K. Ayoub, E.D.V. Hullebusch, M. Cassir, A. Bermond, Application of advanced oxidation processes for TNT removal: a review, J. Hazard. Mater. 178 (2010) 1028.16 H.K. Shon, S

26、. Phuntsho, S. Vigneswaran, Effect of photocatalysis on the membrane hybrid system for wastewater treatment, Desalination 225 (2008) 235248.17 K.H. Choo, R. Tao, M.J. Kim, Use of a photocatalytic membrane reactor for the removal of natural organic matter in water: effect of photoinduced desorption a

27、nd ferrihydrite adsorption, J. Membr. Sci. 322 (2008) 368374.18 S. Liu, M. Lim, R. Fabris, C. Chow, M. Drikas, R. Amal, TiO2photocatalysis of natural organic matter in surface water: impact on trihalomethane and haloacetic acid formation potential, Environ. Sci. Technol. 42 (2008) 6218622319P.Yao,K.

28、H.Choo,M.H.Kim,A hybrid ized photocatalysis-microfiltration system with iron oxide-coated membranes for the removal of natural organic matter in water treatment: effects of iron oxide layers and colloids, Water Res. 43 (2009) 42384248.20 G.V. Korshin, M.U. Kumke, C.W. Li, F.H. Frimmel, Influence of

29、chlorination on chromophores and fluorophores in humic substances, Environ. Sci. Technol. 33 (1999) 12071212.21 J. Swietlik, E. Sikorska, Application of fluorescence spectroscopy in the studies of natural organic matter fractions reactivity with chlorine dioxide and ozone,Water Res. 38 (2004) 379137

30、99.22 T. Hisanaga, K. Harada, K. Tanaka, Photocatalytic degradation of organochlorine compounds in suspended TiO2, J. Photochem. Photobiol. A: Chem. 54 (1990) 113118.23 H.Y.Chen,O.Zahraa,M.Bouchy,Inhibition of the adsorption and photocatalytic degradation of an organic contaminant in an aqueous suspension of TiO2by inorganic ions, J. Photochem. Photobiol. A: Chem. 108 (1997) 3744.24 C