金 鑫,刘梦稳,谢新月,魏一雄,宋吉娜,金鹏康*,王晓昌

电凝聚臭氧化耦合工艺混凝剂水解形态分析——基于单/双电极排布

金 鑫1,2,刘梦稳1,谢新月1,魏一雄1,宋吉娜1,金鹏康1,2*,王晓昌1

(1.西安建筑科技大学环境与市政工程学院,陕西 西安 710055；2.西安交通大学人居环境与建筑工程学院,陕西 西安 710049)

探究了不同初始pH值和不同电极布置条件下电凝聚臭氧化耦合工艺(E-HOC)中混凝剂的水解形态特征,同时进行了效能分析.结果表明,初始pH值为5时,E-HOC工艺具有更高的有机物去除效率,与单极排布的E-HOC工艺相比,双极排布的E-HOC工艺的有机物去除效率提高了12.29%,能耗降低了1.74kWh/g,法拉第效率提高了2.37%.通过Ferron法和电喷雾电离质谱(ESI-MS)法对体系中铝形态进行分析,在E-HOC工艺中,初始pH值为5和双极排布方式均有利于优势水解形态的生成,促进了聚合态水解物种的形成,从而在提升臭氧催化性能的同时,提高了体系的混凝特性.

电絮凝(EC)；电凝聚臭氧化耦合(E-HOC)；双极连接；水解物种

电絮凝法(EC)是在外加电源的作用下,利用可溶性阳极产生大量金属阳离子,原位生成金属混凝剂[1]的废水处理技术.当污染物浓度较高时EC处理效果较差[2],因此通常将EC与其他处理工艺结合,从而提高处理效率.常见的EC耦合工艺包括电凝聚臭氧化耦合工艺、电絮凝-吸附工艺、电絮凝-超声波工艺和电絮凝-脉冲工艺[2].电凝聚臭氧化耦合工艺(E-HOC)在处理含油废水[3]、钢铁工业废水[4]、垃圾渗滤液[5]和城市废水[6]方面有较高的有机物去除效率,因臭氧和混凝剂之间存在协同反应(SOC),促进了·OH的产生[6].

电极排列对电化学过程的去除效率有很大影响[7-8].单极排列需要所有的极板均与外部电源接触,它们的2个面具有相同的极性[9].在双极布置中,只有极端电极连接到电源[10],除了极端电极之外,每一个电极一侧充当阳极,另一侧充当阴极[11],EC工艺中双极模式比单极模式具有更高的有机物去除性能[7-8,10,12-13].双极布置拥有较高的节能潜力[14],并且在实际应用中易于维护[12].关于E-HOC用单极和双极电极处理二级出水过程去除性能的研究较少.此外,混凝剂水解形态也对混凝效果起着至关重要的作用,单核铝形态的Ala主要通过络合沉淀作用去除有机物[15],高聚合态的Alb因其结构分支较多以及表面具有较高的正电荷量,主要通过吸附架桥作用和电中和作用去除有机物,形成的Al(OH)3沉淀可以通过网捕卷扫作用去除有机物[16],所以还需要表征在不同电极连接配置中产生的水解混凝剂种类的差异.初始pH值会影响混凝剂的水解形态[17],初始pH值小于3时,混凝剂在溶液中主要以Al3+形式存在,初始pH值为4～8时混凝剂水解以形成单体和多聚水解产物为主,例如Al13O4(OH)247+、Al(OH)3(s)等,初始pH值大于10时Al(OH)3(s)溶解转化为Al (OH)4-[18];混凝剂水解物通过水合作用产生表面羟基,而臭氧可以与混凝剂水解物的表面羟基反应,产生·OH[19],因此,臭氧的加入可能会改变EC反应过程中混凝剂的水解形态,然而,这一现象仍未得到证实.

针对上述问题,本文通过构建两种电极排布方式的E-HOC工艺体系,探究不同工艺对污水厂二级出水溶解性有机物的处理效率,采用Ferron分析和电喷雾电离质谱(ESI-MS)方法分析不同初始pH值下EC和E-HOC工艺的水解铝物质形态,明确混凝剂水解产物的转化规律,并对不同工艺进行了能效分析.

1 材料与方法

1.1 实验原水

实验用水来自西安市某污水处理厂二级出水(WWTP),该污水处理厂进水主要来自服务区域内的生产废水和生活污水,处理规模为500,000m3/d,总水力停留时间(HRT)为20h,污泥龄为19d.该实验原水指标如表1所示.

表1 污水处理厂二级出水水质特征

1.2 实验方法与装置

1.2.1 实验方法 E-HOC实验在500mL的二级出水体系中进行,实验开始前加入0.2mmol/L磷酸盐缓冲液,然后使用(1+9)HNO3(1.43mol/L)和0.1mol/L NaOH溶液调节pH值在(5±0.2)、(7±0.2)和(9±0.2)附近,设置电流密度(10mA/cm2).通过臭氧发生装置通入臭氧(臭氧的投加量为1.65mg O3/mg DOC),同时打开氧气源臭氧发生器和直流电源,电絮凝和臭氧氧化等反应同时发生,同时采用磁力搅拌器(德国IKA, color squid)对反应器以100r/min进行搅拌.探究E- HOC体系对二级出水的处理特性时,反应时间为15min,反应结束后通过取样管取样,经0.45μm的滤膜(上海新亚)过滤后测定DOC,测定结果均重复3遍.

图1 单极和双极电极连接下的台式E-HOC系统示意

1.DC电源;2.反应单元;3.不锈钢电极;4.铝电极;5.曝气器;6.混合器;7.磁力搅拌;8.氧气罐;9.臭氧发生器;10.玻璃转子流量计;11.KI吸收瓶

EC实验在与E-HOC实验相同的条件下进行,不通臭氧.探究传统EC实验对二级出水的处理特性时,测试方法同上.

1.2.2 实验装置 E-HOC实验装置(单极/双极)如图1所示,反应装置为长方体有机玻璃电解反应器,长为10cm,宽为7cm,高为12cm.实验所用极板材料为铝(1060纯铝,含铝量99.6%)和不锈钢(316级) ,其有效表面积为84cm2[7cm×6cm×0.1cm (长×宽×厚度)],电极完全浸没于水中且平行放置,电极之间的间距为2cm.在实验开始前,对电极依次进行砂纸打磨,1mol/L HCl溶液清洗10min,去离子水冲洗,烘干处理.臭氧的制备装置如图1所示,通过氧气源臭氧发生器(济南三康,SK-CFG-5P,产生臭氧浓度 25～35mg/L,功率120W)进入气体流量计,保持200mL/ min的出口流量,通过曝气头均匀分布在反应体系中,未反应的剩余臭氧通入20%的KI吸收瓶.EC实验装置(单极/双极)在E-HOC实验的基础上去除臭氧发生装置,实验所用电源为稳压直流电源(无锡安耐斯,JP5200D),可供调节电流范围为0～5A,电压范围为0～200V.

1.3 分析测定方法

1.3.1 水质指标测定 溶解性有机碳(DOC)采用日本岛津TOCVCPH分析仪进行测定,测定前样品须经0.45μm滤膜过滤,随后用硫酸酸化至pHM<3,再用氮气吹脱3min;浊度使用便携式HANNA HI93703-1型浊度仪测定;UV254及色度采用紫外分光光度计进行测定,测定前水样经0.45μm滤膜过滤,使用1cm石英比色皿,分别在波长为254和350nm处测定.

1.3.2 Ferron逐时络合比色法 取5.5mL Ferron试剂[20]于50mL比色管中,加入5mL样品,迅速用去离子水稀释至50mL,摇匀,在362nm处测定吸光度.1min时测得的溶液吸光度值代表单核水解产物(Ala);120min时测得的吸光度值代表Ala和低聚合态水解产物(Alb)[21];通过公式AlT=Ala+Alb+Alc计算高聚合态水解产物(Alc)含量.

1.3.3 总铝测定(ICP-MS法) 总铝(AlT)采用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS)进行测定.该仪器型号为ELAN DRC-e,由美国Perkin Elmer SCIEX公司生产,所有样品经过滤后用HNO3酸化至pH=2后进行测定.

1.3.4 电喷雾质谱(ESI-MS)分析 本实验用配备电喷雾离子源的微质量混合四极飞行时间质谱仪(2695XEmicro,Waters,USA)记录ESI-MS质谱,所有ESI测量均在阳离子模式下进行.在ESI-MS测量之前,将所有样品过滤以除去Al沉淀,溶液中仅保留溶解的物质.将溶液以5μL/min的流速引入光谱仪.所有数据均已标准化为强度250.

1.3.5 法拉第效率计算 电解过程中产生的铝的法拉第效率(FE)用来描述电化学反应系统中的电荷转移效率,衡量体系的电絮凝性能和极板钝化情况,计算公式[22]为:

式中: F为法拉第常数,96485C/mol;为实验观察到的生成Al的质量,g;为电流强度,A;为电解时间,s;为生成Al的摩尔质量,g/mol;为电极处反应中转移的电子数,= 3个/mol铝.

1.3.6 能量消耗计算 能量消耗(sp)用于分析能效,能效定义为降解水中一克污染物所需的电能,单位为kWh/g,计算公式为[23]:

式中:为槽电压,V;为施加电流,A;为电解时间,h;为污染物分解量,g.

2 结果与讨论

2.1 有机物处理效果

图2中电流密度为10mA/cm2时,不同初始pH 值下双极模式较单极模式对DOC、UV254和色度具有更高的去除效率.在最佳操作条件下(pH=5),双极电絮凝工艺(BEC)对DOC、UV254和色度的平均去除率分别为11.68%、54.13%和50.00%,双极电凝聚臭氧化耦合工艺(BE-HOC)对DOC、UV254和色度的平均去除率分别为43.67%、90.83%和88.88%,均高于相同工况下的单极体系.这与Hu等[24]的研究结果一致,双极工艺能为电化学反应提供更大的有机污染物与电极接触面积,同时也使混凝剂更均匀地分布在溶液中,从而强化了有机物的去除.双极模式具有更好的去除效果还可能与这一模式下极板钝化较弱有关[25].由图3可以看到,BEC工艺的法拉第效率高于单极电絮凝工艺(MEC),同样BE-HOC工艺的法拉第效率也高于单极电凝聚臭氧化耦合工艺(ME-HOC),双极排布具有更高的法拉第效率,说明双极模式可以缓解极板钝化,产生了更多的铝物质,在电解过程中拥有更高的电流效率.

图3 初始pH=5时不同工艺的总铝含量和法拉第效率

由图2还可以看出,双极工艺的出水浊度低于单极工艺,这可能是因为单极工艺形成的絮体较小,悬浮于溶液中导致出水浊度较高,而双极工艺形成较大的絮体,易于沉降.同时发现E-HOC工艺的出水浊度明显低于EC工艺,说明臭氧的加入促进了较小絮体凝聚为较大絮体.

从图2还可以看出,与初始pH=7和9相比,EC工艺和E-HOC工艺,在pH=5时对二级出水具有更好的处理效果,这可能是因为弱酸性条件阻碍了氢氧根离子在阳极的氧化,而随着碱度的增加,溶液中的氢氧根离子数量增加,继而在阳极被氧化,减少了Al3+的生成[26-27].此外,EC工艺的DOC平均去除效率低于20%,低于E-HOC工艺对DOC的平均去除率,这与Jin等[28]的研究结果一致,E-HOC工艺中存在臭氧和混凝剂之间的协同反应(SOC),强化了·OH的生成,使E-HOC工艺较EC工艺具有更好的有机物去除能力.

2.2 混凝剂水解产物分析

2.2.1 Ferron分析 混凝剂水解形态会影响电絮凝工艺的去除性能,为了解E-HOC工艺的水解形态特征,使用Ferron分析的方法分析了Al物种形态分布如图4所示,在不同初始pH值条件下,所有体系中混凝剂的水解形态分布均由单体(Ala)向聚合态(Alb)转变,最终发展为Alc.所有体系中单体和聚合水解形态的含量在1min时达到最大值,然后随着水解时间的增加而下降.单体与聚合态水解产物的变化趋势相类似,而Alc一直随着水解时间的增加而增加.分别对比反应1min时,单/双极排布下EC工艺和E-HOC工艺中Al形态变化,发现双极排布时两种工艺均较单极排布具有更高含量的Alb,BEC、BE-HOC工艺较其对应的单极工艺中Alb的含量分别提高了8.65%、14.41% (pH=5),8.45%、6.21% (pH=7),0.08%、7.00% (pH=9),说明无论是EC体系还是E-HOC体系,双电极排布方式都促进了Alb的生成.这一结果与Hu等[24]的研究结果一致,即使用双极电极的EC工艺比使用单极电极的EC工艺具有更高的Alb含量.此外,图4还可以看出pH=5时4种工艺都较pH=7和pH=9时在反应1min后具有更高的Alb含量.而臭氧的加入使E-HOC体系具有更多的Alb,BE-HOC体系中的Alb含量最高.

Alb的含量与Al13(Al13O4(OH)247+)有关,而Al13因具有高的正电荷、较强的架桥能力和在混凝过程中较为稳定的特点被认为是混凝中的优质水解形态[29-30],双极模式下大量Al13的存在,使混凝效率得到了提高.同时,表面羟基是臭氧催化氧化的活性位点,能够有效的催化臭氧产生·OH,而Alb具有更高比例的表面羟基含量,因此,Alb的强化生成也提高了体系的氧化能力,所以BE-HOC的有机物去除效率高于ME-HOC工艺,同时,pH=5时,E-HOC体系比pH=7和9时具有更好的处理效果.

2.2.2 ESI-MS分析 为进一步了解不同工艺混凝剂水解形态特征,采用ESI-MS分析方法对比不同初始pH值下EC工艺和E-HOC工艺的Al形态变化,如图5所示.根据ESI-MS表征结果,将铝形态分为4类:低聚合铝(Al3-Al5)、中等聚合铝(Al6-Al10)、高聚合铝(Al11-Al20)及Alu(未测出部分,如Al(OH)3或Al(OH)4-),所有铝形态的峰强度之和作为总铝离子数量(AlT).AlT与[(Al3-Al5)+(Al6-Al10)+(Al11- Al20)]的差值为Alu[31],通过对不同铝形态对应离子峰的相对强度定量计算得到铝形态的分布如图6.

由图5可以看出,不同初始pH值的EC和E-HOC工艺,单极排布工艺的主要铝形态为Al5、Al6、Al7、Al8、Al10等低、中等聚合形态,双极排布工艺的主要铝形态则是Al12、Al13、Al15、Al17、Al18等高等聚合态.实验结果表明,在EC和E-HOC工艺中,双极排布较单极排布具有更丰富的铝形态,出现Al15、Al17和Al18等高聚合态,表明双极排布能促使Al形态由低聚合态向高聚合态转化.同时,由图6水解形态分布表可以看出初始pH=5时较pH=7和9时具有更多的中等聚合铝形态,这一结果与Ferron分析结果一致,弱酸条件下更有利于Alb的生成,使这一条件下具有更高的有机物去除效率.

如图6所示,在EC和E-HOC工艺中,双极条件导致中等聚合物(Al6-Al10)的比例降低,而大聚合物(Al11-Al21)和未检测部分(Alu)的比例增加,这可能源于双极连接加速了水解聚合反应.而Ghosh等[14]证实,双极连接的溶液pH值高于单极连接,因此,在双极体系中水解和聚合过程被加速.与EC工艺相比, E-HOC工艺的Al11-Al21和Alu含量增多,Al6-Al10含量降低,这表明臭氧的加入有利于更高聚合铝物种的形成.臭氧在静电力和氢键作用力的驱动下与混凝剂水解产物表面的质子化羟基相互作用释放·O3H、·O2H和·OH以形成表面羟基,而后表面羟基(Al-OH)与表面质子化羟基(Al-OH2)结合生成-OH·OH2桥键,释放H2O后形成羟基桥(Al-OH-Al),这一聚合过程不断重复,生成高聚合态水解产物[32].因此臭氧的引入促进了混凝剂水解产物间的聚合,增强了E-HOC体系的混凝与臭氧催化作用.

2.3 双极工艺有机物强化去除机制

双极体系对有机物的强化去除依托于双极条件下的两方面特质,首先双极体系较单极体系拥有更高的pH值环境,加速了体系中混凝剂的水解聚合过程,促使了中等聚合物向高聚合物的转化,更加丰富的铝形态出现提高了体系的混凝作用,强化了有机物的去除;其次,双极体系中阳极钝化现象减缓,电流效率高,铝做牺牲阳极产生了较单极体系更多的铝物质,这些铝物质继而在双极条件下进行更加迅速的水解聚合反应,生成高聚合态水解产物,强化有机物的去除.

臭氧的加入有利于加速混凝剂的水解聚合过程,同时,臭氧与混凝剂水解物的表面羟基反应,产生·OH,在BE-HOC体系中,臭氧与双极的协同作用,加速了体系中高聚合态物种的形成和·OH的生成,提高了体系的混凝与臭氧催化作用,强化了有机物的去除.

2.4 能量消耗分析

由公式(2)计算得到不同极板排布下EC和E-HOC工艺的能耗如图7所示.由图7可知,初始pH=5时4种工艺具有较低的能耗,这是因为在阳极界面,低 pH 值环境抑制了极板表面层的形成[22],减弱了钝化现象,随着pH值升高,金属氧化物在阳极沉淀的可能性增大,使钝化现象严重,阻碍了极板上铝的溶解,增加了能量消耗[25].同时双极排布工艺较单极排布工艺也具有较低的能耗,初始pH=5时BEC工艺的能量消耗为2.14kWh/g低于MEC工艺的10.45kWh/g,同样BE-HOC工艺的能量消耗8.10kWh/g也低于ME-HOC工艺的9.84kWh/g,而E-HOC工艺由于外加臭氧使其能耗高于同样工况下的EC工艺.上述研究表明,双极模式减弱了极板的钝化,并且双极模式能够产生更加丰富的混凝剂水解形态,具有更加迅速的水解聚合过程,提高了体系的混凝与催化能力,使得体系在相同的反应时间内具有更高的有机物去除率.

图7 EC和E-HOC工艺的能耗

3 结论

3.1 电极的排布方式对E-HOC工艺的有机物去除效率具有显著的影响,双极模式比单极模式具有更高的有机物去除效率,在最佳反应条件下(pH=5), BE-HOC工艺对DOC和UV254的去除效率达43.67%和90.83%,分别比ME-HOC工艺提高了12.29%和18.35%.

3.2 Ferron逐时络合比色法和电喷雾质谱法(ESI-MS)的分析结果表明,双极排布提升了体系中聚合态水解产物含量,同时臭氧的加入可加速混凝剂的水解聚合作用,进一步促进了聚合态水解产物的形成,同时提高了体系的混凝和臭氧催化效果.

3.3 各工艺的双极排布能耗均低于相应的单极排布,初始pH值为5时的工艺能耗显著低于初始pH值为7和9.同时双极排布的法拉第效率高于单极排布,双极排布能够减弱极板钝化,具有更高的总铝含量和电流效率.

[1] Ratna Kumar P, Chaudhari S, Khilar K C, et al. Removal of arsenic from water by electrocoagulation [J]. Chemosphere, 2004,55(9):1245- 1252.

[2] Al-Qodah Z, Tawalbeh M, Al-Shannag M, et al. Combined electrocoagulation processes as a novel approach for enhanced pollutants removal: A state-of-the-art review [J]. Science of The Total Environment, 2020,744:140806.

[3] Khalifa O, Banat F, Srinivasakannan C, et al. Ozonation-assisted electro-membrane hybrid reactor for oily wastewater treatment: A methodological approach and synergy effects [J]. Journal of Cleaner Production, 2021,289:125764.

[4] Das P P, Anweshan, Mondal P, et al. Integrated ozonation assisted electrocoagulation process for the removal of cyanide from steel industry wastewater [J]. Chemosphere, 2021,263:128370.

[5] Ghahrchi M, Rezaee A. Electrocatalytic ozonation process supplemented by EDTA-Fe complex for improving the mature landfill leachate treatment [J]. Chemosphere, 2021,263:127858.

[6] Jin X, Liu Y, Wang Y, et al. Towards a comparison between the hybrid ozonation-coagulation (HOC) process using Al- and Fe-based coagulants: Performance and mechanism [J]. Chemosphere, 2020,253: 126625.

[7] Abdessamad N, Akrout H, Hamdaoui G, et al. Evaluation of the efficiency of monopolar and bipolar BDD electrodes for electrochemical oxidation of anthraquinone textile synthetic effluent for reuse [J]. Chemosphere, 2013,93(7):1309-1316.

[8] Modirshahla N, Behnajady M A, Mohammadi-Aghdam S. Investigation of the effect of different electrodes and their connections on the removal efficiency of 4-nitrophenol from aqueous solution by electrocoagulation [J]. Journal of Hazardous Materials, 2008,154(1): 778-786.

[9] Kobya M, Ulu F, Gebologlu U, et al. Treatment of potable water containing low concentration of arsenic with electrocoagulation: Different connection modes and Fe–Al electrodes [J]. Separation and Purification Technology, 2011,77(3):283-293.

[10] Golder A K, Samanta A N, Ray S. Removal of Cr3+by electrocoagulation with multiple electrodes: Bipolar and monopolar configurations [J]. Journal of Hazardous Materials, 2007,141(3):653- 661.

[11] Koparal A S, Öğütveren Ü B. Removal of nitrate from water by electroreduction and electrocoagulation [J]. Journal of Hazardous Materials, 2002,89(1):83-94.

[12] Asselin M, Drogui P, Benmoussa H, et al. Effectiveness of electrocoagulation process in removing organic compounds from slaughterhouse wastewater using monopolar and bipolar electrolytic cells [J]. Chemosphere, 2008,72(11):1727-1733.

[13] Mameri N, Yeddou A R, Lounici H, et al. Defluoridation of septentrional Sahara water of North Africa by electrocoagulation process using bipolar aluminium electrodes [J]. Water Research, 1998, 32(5):1604-1612.

[14] Ghosh D, Medhi C R, Purkait M K. Treatment of fluoride containing drinking water by electrocoagulation using monopolar and bipolar electrode connections [J]. Chemosphere, 2008,73(9):1393-1400.

[15] 赵华章,杨宏伟,蒋展鹏,等.混凝沉淀过程中铝系混凝剂的形态转化规律 [J]. 中国环境科学, 2005,(2):183-187.

Zhao H Z, Yang H W, Jiang Z P, et al. Transformation rule of aluminum form of Al-based coagulants in coagulation and sedimentation process [J]. China Environmental Science, 2005,(2): 183-187.

[16] 刘海龙,赵 霞,焦茹媛,等.聚合铝的水解形态对混凝过程中磷分布转化的影响 [J]. 环境科学, 2011,32(1):102-107.

Liu H L, Zhao X, Jiao R Y, et alEffects of polymer aluminum hydrolysis on phosphorus distribution in coagulation [J]. Environmental Science, 2011,32(1):102-107.

[17] Omwene P I, Kobya M. Treatment of domestic wastewater phosphate by electrocoagulation using Fe and Al electrodes: A comparative study [J]. Process Safety and Environmental Protection, 2018,116:34-51.

[18] Georgantas D A, Grigoropoulou H P. Orthophosphate and metaphosphate ion removal from aqueous solution using alum and aluminum hydroxide [J]. Journal of Colloid and Interface Science, 2007,315(1):70-79.

[19] Jin X, Jin P, Hou R, et al. Enhanced WWTP effluent organic matter removal in hybrid ozonation-coagulation (HOC) process catalyzed by Al-based coagulant [J]. Journal of Hazardous Materials, 2017,327: 216-224.

[20] 王东升,汤鸿霄,栾兆坤.颗粒物悬浮体系中聚合铝凝聚絮凝形态表征(Ⅰ):Al-Feron法的应用研究 [J]. 环境科学, 1999,(5):4-8.

Wang D S, Tang H X, Luan Z K. Characterization of coagulation- flocculation species in the particle system(Ⅰ):the application of ferron method. Environmental Science, 1999,(5):4-8.

[21] 高宝玉,岳钦艳,王占生,等.聚硅氯化铝(PASC)的形态分布及转化规律——Ⅰ.Al-Ferron逐时络合比色法研究PASC溶液中铝的形态分布及转化规律 [J]. 环境化学, 2000,(1):1-7.

Gao B Y, Yue Q Y, Wang Z S, et al. Study on the species distribution and transformation of polyaluminum silicate chloride(PASC)——I. The species distribution and transformation of PASC determined by Al-Ferron complexation timed spectrophotometric method [J]. Environmental Chemistry, 2000,(1):1-7.

[22] Ingelsson M, Yasri N, Roberts E P L. Electrode passivation, faradaic efficiency, and performance enhancement strategies in electrocoagulation—a review [J]. Water Research, 2020,187:116433.

[23] Jonoush Z A, Rezaee A, Ghaffarinejad A. Electrocatalytic nitrate reduction using Fe0/Fe3O4nanoparticles immobilized on nickel foam: Selectivity and energy consumption studies [J]. Journal of Cleaner Production, 2020,242:118569.

[24] Hu C, Wang S, Sun J, et al. An effective method for improving electrocoagulation process: Optimization of Al13polymer formation [J]. Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects, 2016,489:234-240.

[25] Mechelhoff M, Kelsall G H, Graham N J D. Electrochemical behaviour of aluminium in electrocoagulation processes [J]. Chemical Engineering Science, 2013,95:301-312.

[26] Mouedhen G, Feki M, Wery M D P, et al. Behavior of aluminum electrodes in electrocoagulation process [J]. Journal of Hazardous Materials, 2008,150(1):124-135.

[27] Picard T, Cathalifaud-Feuillade G, Mazet M, et al. Cathodic dissolution in the electrocoagulation process using aluminium electrodes [J]. Journal of environmental monitoring: JEM, 2000,2(1): 77-80.

[28] Jin X, Xie X, Liu Y, et al. The role of synergistic effects between ozone and coagulants (SOC) in the electro-hybrid ozonation- coagulation process [J]. Water Research, 2020,177:115800.

[29] Lin J-L, Chin C-J M, Huang C, et al. Coagulation behavior of Al13aggregates [J]. Water Research, 2008,42(16):4281-4290.

[30] 胡承志,刘会娟,曲久辉.Al13形态在混凝中的作用机制 [J]. 环境科学, 2006,(12):2467-2471.

Hu C Z, Liu H J, Qu J H. Coagulation behavior of Al13species [J]. Environmental Science, 2006,(12):2467-2471.

[31] 宋吉娜.腐殖酸质子化基团与铝离子在水中的迁变及凝聚行为表征 [D]. 西安:西安建筑科技大学, 2018.

Song J N. The proton migration and coagulation characteristics between the protonated groups of humic acid and aluminum ions [D]. Xi'an: Xi'an University of Architecture and Technology, 2018.

[32] Yu W-Z, Gregory J, Graham N. Regrowth of broken hydroxide flocs: Effect of added fluoride [J]. Environmental Science & Technology, 2016,50(4):1828-1833.

Analysis of coagulant hydrolysed species in the electro-hybrid ozonation-coagulation process—Based on monopolar/bipolar electrode arrangement.

JIN Xin1,2, LIU Meng-wen1, XIE Xin-yue1, WEI Yi-xiong1, SONG Ji-na1, JIN Peng-kang1,2*, WANG Xiao-chang1

(1.School of Environmental and Municipal Engineering, Xi'an University of Architecture and Technology, Xi’an 710055, China；2.School of Human Settlements and Civil Engineering, Xi'an Jiaotong University, Xi'an 710049, China)., 2022,42(4)：1643～1651

In this paper, the hydrolysed coagulant species in the electro-hybrid ozonation-coagulation process (E-HOC) were analysed at different initial pH and different electrode arrangement conditions, and the removal efficacy was investigated. The results showed that a higher organic matter removal efficiency was exhibited at initial pH 5in the E-HOC process. Compared with the E-HOC process with monopolar connections, the organic matter removal efficiency of the bipolar arrangement is improved by 12.29%, energy consumption is reduced by 1.74kWh/g, and Faradaic efficiency is improved by 2.37%. Ferron analysis and electrospray ionization mass spectrometry (ESI-MS) were used to analyze the hydrolysed Al species of the system. In the E-HOC process, weak acid conditions (initial pH 5) and bipolar arrangement can lead to the enhanced polymeric species generation, which improved both the coagulation and catalytic ozonation ability in the E-HOC system.

electrocoagulation (EC)；electro-hybrid ozonation-coagulation process (E-HOC); bipolar connection; hydrolysed species

X703.1

A

1000-6923(2022)04-1643-09

金 鑫(1987-),男,陕西兴平人,副教授,博士,主要研究方向为污废水深度处理与资源化利用.发表论文30余篇.

2021-09-23

国家自然科学基金资助项目(52070151,51908177);陕西省重点研发计划项目(2021ZDLSF05-06)

*责任作者, 教授, pkjin@xjtu.edu.cn