Electrodo de nanotubos de TiO2 para degradación orgánica acoplado con flujo

npj Clean Water volumen 5, Número de artículo: 7 (2022) Citar este artículo

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Se exploró un sistema dual de oxidación fotoelectroquímica (PEC) y desionización capacitiva de electrodo de flujo (FCDI) para el tratamiento eficaz de agua salobre. Se fabricaron dos electrodos anódicos con matrices de TiO2 autodopadas electroquímicamente (matrices de nanotubos de TiO2 de malla azul/placa azul (BM-TNA y BP-TNA)) mediante recocido a 600 °C y se aplicaron para el tratamiento de un sistema de agua. Específicamente, el BM-TNA confirmó una menor resistencia eléctrica y un rendimiento superior bajo múltiples fuentes de luz (UV-A, -B y -C). Además, el sistema generó poderosas especies reactivas de oxígeno oxidantes (ROS), que se evaluaron mediante la degradación de ocho contaminantes orgánicos: bisfenol-A, 4-clorofenol, cimetidina, sulfametoxazol, ácido benzoico, fenol, nitrobenceno y acetaminofén. La eficiencia de la descomposición fue estable en un amplio rango de pH y la durabilidad del electrodo BM-TNA se demostró mediante un funcionamiento a largo plazo. Al mismo tiempo, la optimización del proceso FCDI a través de parámetros operativos clave (carga de masa del electrodo y voltaje aplicado) logró un rendimiento de desalinización y un consumo de energía específico (SEC) superiores. En particular, el aumento de la carga de masa mejoró el transporte de carga mediante la formación de vías estables de percolación de carga, lo que condujo a una mejor conductancia de la solución. Finalmente, se verificó la viabilidad del sistema dual (PEC-FCDI) mediante la degradación completa de los sustratos orgánicos y la exitosa desalinización del agua salobre.

La creciente demanda de agua dulce debido a la escasez de agua en todo el mundo se ha convertido en un desafío urgente a resolver1,2. Sólo entre el 5% y el 6% de los múltiples cuerpos de agua de la Tierra contienen agua dulce directamente utilizable, y el resto consiste principalmente en agua de mar3,4. En estas circunstancias, se han dedicado crecientes esfuerzos al tratamiento del agua salina para garantizar un suministro seguro de agua dulce5,6. El agua salina generalmente se clasifica según su concentración de salinidad, que comúnmente se representa como sólidos disueltos totales (TDS); el agua de mar y el agua salobre tienen valores de TDS de >35 000 y 1000–10 000 mg L-1, respectivamente7. De estos, se ha observado que el agua salobre contiene contaminantes orgánicos, como sulfametoxazol (SMX), bisfenol-A (BPA), paracetamol (AMP), 4-clorofenol (4CP), nitrobenceno (NIB), ácido benzoico (BA). , fenol (PH) y cimetidina (CMT), que se supone que en su mayoría provienen de diversas fuentes de aguas residuales (como granjas industriales, médicas y de acuicultura)8. Estos contaminantes se transportan a través de cuerpos de agua, causando graves perturbaciones en la vida acuática (como variación genética y fuerte resistencia)9, y afectan negativamente al cuerpo humano tras su consumo, ya que normalmente actúan como sustancias disruptoras endocrinas10,11. Por lo tanto, el desarrollo y la aplicación exitosa de tecnologías para el tratamiento de aguas salobres contaminadas para consumo humano o uso doméstico es una cuestión esencial12.

Los procesos de desalinización por membranas, como la ósmosis inversa (RO) y la nanofiltración (NF), se han destacado como tecnologías representativas para el tratamiento del agua. Específicamente, la ósmosis inversa de agua de mar y la ósmosis inversa de agua salobre (BWRO) se utilizan ampliamente como procesos típicos de desalinización de agua de mar, mientras que BWRO y NF se aplican para el tratamiento de agua salobre. En consecuencia, el proceso NF se introduce de manera expansiva en regiones que dependen en gran medida del agua salobre para complementar su suministro de agua dulce13,14. Sin embargo, se informa comúnmente que la membrana NF exhibe un rechazo inadecuado de iones monovalentes y, aunque el rendimiento para iones divalentes y TOC puede ser competente, la eliminación de compuestos orgánicos agrava la contaminación de la superficie de la membrana15,16. Además, un estudio reciente que revisa exhaustivamente la eliminación de compuestos orgánicos mediante el proceso NF presentó que una gran cantidad de contaminantes orgánicos (es decir, PH, NIB) muestran un rechazo extremadamente bajo durante el proceso17. Los inconvenientes generales de la tecnología incluyen: (i) incrustaciones causadas por iones de calcio y magnesio, (ii) incrustaciones por sólidos suspendidos y materia orgánica, (iii) baja eficiencia de eliminación de contaminantes orgánicos específicos y (iv) alto costo de mantenimiento siendo la presión la principal. fuerza impulsora18,19,20,21. Por lo tanto, la oxidación fotoelectroquímica (PEC) junto con la desionización capacitiva por electrodo de flujo (FCDI) se introdujo como un proceso eficaz tanto para la eliminación de contaminantes orgánicos como para la desalinización para reemplazar el proceso de membrana convencional, que consume mucha energía pero es deficiente.

Específicamente, se investigó un proceso de PEC impulsado por electricidad que utiliza matrices de nanotubos basados en TiO2 para eliminar contaminantes orgánicos. Los sistemas fotoelectroquímicos (PEC) inducen la actividad de fotoelectrocatalizadores a través de energía externa (como luz ultravioleta, luz visible y potencial aplicado constante) para generar fuertes especies reactivas de oxígeno (ROS), como los radicales hidroxilo (•OH)22,23,24 ,25. Las ventajas de dopar electrodos de TiO2 con matrices de nanotubos se deben a lo siguiente: (i) mayor área de superficie específica, (ii) estructura de canal abierto y (iii) reducción significativa de la pérdida de luz26,27. Además, los materiales catalizadores de TiO2 son favorables debido a su no toxicidad, bajo costo, estabilidad química y durabilidad28.

Junto con el proceso PEC para la degradación de contaminantes orgánicos, se requiere un proceso posterior de desionización para la desalinización de agua salobre. Entre los diversos sistemas de desionización, el FCDI ha atraído un interés cada vez mayor, ya que funciona con electricidad y puede lograr la desalinización mediante electroadsorción continua de iones29. La tecnología FCDI tiene los siguientes beneficios técnicos sobre los procesos tradicionales de desionización capacitiva (CDI) y desionización capacitiva de membrana (MCDI): (i) operación continua y estable, (ii) capacidad de adsorción significativamente alta y (iii) mantenimiento fácil30,31,32 . La tecnología utiliza electrodos de flujo (es decir, partículas de carbón activado) que pasan a través del canal de flujo de un colector de corriente, y los iones cargados se transportan a través de una membrana de intercambio iónico al ejercer un voltaje aplicado, que luego se adsorbe en los materiales del electrodo dentro del solución de electrodo de flujo. Para evitar la electrólisis del agua, el voltaje aplicado normalmente se limita a <1,23 V32.

Además, en literatura previa se ha revisado la eficacia energética del sistema FCDI en comparación con las tecnologías tradicionales basadas en membranas en términos de tratamiento de agua salobre. Un estudio informó la ventaja del FCDI sobre la OI dentro del límite de producir permeado de concentración de agua dulce a partir de concentraciones iniciales de sal en el agua de alimentación de 2 a 3 g L-1 33. Otro trabajo evaluó el funcionamiento a largo plazo del FCDI y el sistema mostró una mayor calidad. permeado que el típicamente producido a partir de BWRO con un consumo de energía de ≈0,3 kWh m-3, lo cual es económicamente factible considerando el consumo de energía típico de 0,3 a 2,8 kWh m-3 del proceso BWRO30,34,35. Una simulación reciente también comparó los consumos de energía del proceso capacitivo y BWRO, e informó un consumo de energía volumétrico promedio de 0,45 kWh m-3 para el sistema capacitivo, que es altamente comparable a los valores informados por la operación piloto y a gran escala de BWRO ( 0,5–7,7 kWh m−3)32,36. Además, los procesos capacitivos son de baja presión, lo que disminuye la demanda de bombas que consumen mucha energía, y dado que los sistemas funcionan como supercondensadores, tienen la capacidad de almacenar energía durante la fase de desalinización que puede recuperarse posteriormente37.

Además, la operación FCDI se divide en gran medida en dos modos: ciclo cerrado en cortocircuito (SCC) y ciclo cerrado aislado (ICC). El modo SCC exhibe un rendimiento de desalinización y un consumo de energía específico (SEC) superiores al modo ICC38, y es mucho más eficiente energéticamente ya que la regeneración automática de los electrodos de flujo a través de la neutralización de carga ocurre dentro del depósito de lodo externo incluso durante la etapa de adsorción, lo que prolonga la necesidad de funcionamiento de una fase de descarga32. En comparación, un estudio previo informó que la desorción bajo 0 V en el modo ICC no garantiza la liberación completa de los iones adsorbidos dentro de los electrodos de flujo, y cualquier paso de descarga adicional bajo voltaje inverso conduce a un mayor consumo de energía39. Por lo tanto, se ha evaluado que la SEC en el modo SCC es solo del 20 al 50 % de la que se encuentra en la configuración ICC32.

Aquí, propusimos un novedoso proceso dual electroquímico de PEC-FCDI para tratar agua salobre. Se fabricaron nuevos electrodos de TiO2 autodopados a 600 °C y se aplicaron al tratamiento de agua salobre por primera vez en la literatura. La superioridad de los catalizadores se confirmó en comparación con nuestro trabajo anterior40, que investigó electrodos de TiO2 recocidos a 450 °C, ya que una temperatura de recocido más alta conducía a una mayor activación del catalizador40. Utilizando el sistema PEC, ocho contaminantes presentes en agua salobre se mineralizaron eficazmente utilizando electrodos PEC (es decir, BM-TNA, BP-TNA) fabricados mediante el autodopaje de Ti3+ (es decir, intercalación de protones, Ti4+ + e− + H+ → Ti3+). + H+) mediante polarización catódica. Además, se seleccionó BA como sustrato modelo para confirmar la formación de radicales hidroxilo explorando el efecto de los radicales sobre el sustrato para producir su agente oxidante en forma de ácido 4-hidroxilbenzoico (4-HBA) mediante hidroxilación. Al mismo tiempo, se investigó la presencia o ausencia de radicales en el sistema mediante la degradación del BPA basada en el efecto eliminador con y sin terc-butanol. Además, se evaluó la optimización de la operación FCDI bajo diversas condiciones de carga de masa del electrodo de flujo y voltaje aplicado. El rendimiento del tratamiento indicó una excelente capacidad de adsorción de sal (SAC) y tasa de adsorción de sal (SAR) en términos de eficiencia energética. Finalmente, la viabilidad del sistema dual se confirmó mediante la descomposición completa de los compuestos orgánicos objetivo de la solución de alimentación mediante el pretratamiento con PEC y la desionización excepcional lograda mediante el sistema post-FCDI.

Las Figuras 1 (a) y (b) muestran las imágenes FE-SEM horizontales y transversales de la forma de crecimiento del BM-TNA autodopado después del recocido en una malla de Ti a 600 ° C. La estructura de la matriz abierta de nanotubos de TiO2 exhibió diámetros externos e internos aproximados de 138,0 y 75,3 nm, respectivamente, y una longitud de 9,7 μm. De manera similar, las figuras 1 (c) y (d) muestran las imágenes FE-SEM del BP-TNA autodopado recocido a 600 ° C en una placa de Ti. Los resultados sugirieron que el potencial de anodización y la temperatura de recocido fueron los parámetros clave para determinar la estructura cristalográfica de la superficie de TiO2 durante la síntesis de BM-TNA y BP-TNA. Además, los resultados de XPS que se muestran en la Fig. 1 (e) indican picos de Ti2p y O1s con alta energía de unión. Según la visualización, los picos de Ti2p y O1 se identificaron igualmente a 459,5 eV y 530,75 eV, respectivamente, para los electrodos BP-TNA y BM-TNA. La Figura 1 (f) muestra que los picos de anatasa y rutilo como estructura cristalina se recocieron en el orden de XRD. Este aspecto estructural se describió en un estudio previo40, y se formaron picos de anatasa a 300 y 450 °C. Además, se observaron picos mixtos (es decir, anatasa y rutilo) a 600 °C. Los comportamientos de los BM-TNA y BP-TNA autodopados se confirmaron mediante la reducción catódica aplicada seguida del pico de anatasa a 450 °C, y los picos de anatasa y rutilo a 600 °C para la estructura de la superficie de TiO2 según el cambio. en el recocido del catalizador. Estos materiales autodopados tenían una excelente eficiencia fotoquímica en picos que consistían en picos de anatasa y rutilo, lo que dificultaba la reconversión.

Imágenes SEM de a, b BM-TNA yc, d BP-TNA; Señales e XPS e intensidades f XRD. La longitud de las barras de escala es la siguiente: a, c 500 µm; b, d 5 µm.

Para explorar el potencial del catalizador, evaluamos las propiedades de la reacción de evolución de oxígeno (OER) comparando las actividades de los catalizadores BM-TNA y BP-TNA, como se muestra en los resultados de la espectroscopía de impedancia electroquímica (EIS) (Fig. 2 (a). )). El análisis EIS confirmó la ocurrencia de transferencia de carga, que se evaluó bajo un potencial de circuito abierto con una amplitud de 10,0 mV sobre una frecuencia de escaneo de 100,0 a 10,0 kHz en agua salobre (es decir, 3000 mg L-1). El BM-TNA exhibió una resistencia de transferencia mucho mayor que los catalizadores BP-TNA, lo que indica la eficiencia de transferencia de electrones rápidamente inducida del BM-TNA.

un gráfico de Nyquist (BM-TNA/BP-TNA) y b, c degradación del ácido benzoico mediante procesos fotoelectroquímicos de BM-TNA y BP-TNA bajo diferentes formas de luz ultravioleta ([NaCl]0 = 3000 ppm; velocidad de escaneo = 50 mV s −1 para LSV/CV; frecuencia de escaneo = 100 kHz–10 mHz con modulación sinusoidal de 10 mV rms versus potencial de circuito abierto para EIS; [ácido benzoico]0 = 0,1 mM; voltaje constante = 1 A; pHi = 7,0).

Para evaluar más a fondo la capacidad de los dos catalizadores, se investigó el rendimiento de degradación de BA como sustrato modelo dentro del sistema PEC bajo lámparas UV-A, B y C con y sin los catalizadores BM-TNA y BP-TNA, como se muestra en la Fig. 2(b) y (c). Cuando la sustancia orgánica se irradió solo con lámparas UV, el BA apenas se descompuso bajo UVA/B, mientras que la degradación aumentó ligeramente bajo la luz UVC (Fig. 2 (a)). Sin embargo, en las figuras 2 (b) y (c), se confirmó que la morfología del catalizador anódico (es decir, BM-TNA, BP-TNA) aceleró la descomposición de BA, y la eficiencia fue mucho más significativa para BM- TNA con su gran superficie específica.

En la operación combinada con el electrodo BM-TNA recocido a 600 °C, la tasa de degradación fue significativa con la velocidad de reacción del sistema PEC de la siguiente manera: (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). Por el contrario, la degradación utilizando el electrodo BP-TNA igualmente recocido a 600 °C mostró resultados mucho más bajos con las siguientes velocidades de reacción: (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). La importancia del nuevo catalizador BM-TNA se confirmó aún más mediante la comparación con un electrodo BM-TNA similar preparado a 450 °C (Figura complementaria 2). El nuevo electrodo recocido a 600 °C exhibió una mayor eficiencia de mineralización y la mejora se distinguió bajo todas las luces UV-A, B y C. El consumo de energía medido bajo UV-A, B y C con un tiempo de reacción de 120 min fue de 0,035, 0,056 y 0,074 kWh, respectivamente.

También se confirmó el efecto de extinción del catalizador BM-TNA en presencia de agua salada, como se muestra en la figura complementaria 3 (a). Cuando se aplicó un exceso de metanol y terc-butanol, se observó un retraso dinámico en la degradación del BPA por parte del BM-TNA. El oxidante principal tendía a degradarse bajo la influencia de radicales hidroxilo durante la electrólisis, y el terc-butanol es eficaz para eliminar •OH k (•OH + tert-BuoH = 6,0 × 108 M−1S−1). Sin embargo, en el sistema PEC sin eliminador, se monitoreó la descomposición del BPA, lo que indica que la reacción con la luz UV-A indujo la formación de radicales hidroxilo como un poderoso agente oxidante debido a la naturaleza del catalizador REA. Al mismo tiempo, se monitoreó la eficiencia de la descomposición con BA como compuesto objetivo para identificar las ROS fuertes generadas en el sistema PEC (Figura complementaria 3 (b)). Cuando se descompuso el BA, se confirmó la formación de un subproducto como 4-HBA y se observó una excelente reducción del TOC.

Las eficiencias de eliminación de varios contaminantes orgánicos en el sistema PEC estuvieron representadas por constantes de tasa de pseudoprimer orden, como se muestra en la Fig. 3 (a). Se seleccionaron para la investigación contaminantes orgánicos representativos en agua salobre (es decir, BPA, 4CP, CMT, BA, PH, NIB, AMP y SMX). Las velocidades de reacción de los contaminantes orgánicos en el sistema fueron las siguientes: (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). Las eficiencias de oxidación de PEC, incluidos los compuestos aromáticos (como el grupo donador de electrones (EDG) y el grupo aceptor de electrones (EWG)) para los catalizadores BM-TNA exhiben diferentes especificidades de sustrato41,42. Por ejemplo, los compuestos fenólicos de EDG liberaron protones más fácilmente en la solución bajo oxidación inducida por •OH y fueron más susceptibles a la anodización con PEC43,44. Específicamente, el potencial redox positivo de 4CP exhibió una degradación más rápida que el PH (+0,86 VNHE para PH versus +0,8 VNHE para 4CP), lo que puede contribuir a la resistencia significativa contra la oxidación45,46. Por el contrario, el EWG (es decir, BA y NIB) obstaculizó dinámicamente la degradación de BA y NIB mediante la sustitución del anillo de benceno24.

a Eficiencia de eliminación de compuestos orgánicos de BM-TNA bajo el sistema fotoelectroquímico ([bisfenol-A]0, [4-clorofenol]0, [sulfametoxazol]0, [cimetidina]0, [ácido benzoico]0, [acetaminofén]0, [ nitrobenceno]0, [fenol]0 = 0,1 mM, [NaCl]0 = 3000 ppm; pHi = 7,0), y b prueba de repetición de desintegración del bisfenol-A ([bisfenol-A]0 = 10 µM, [NaCl]0 = 3000 ppm; pHi = 7,0).

La estabilidad y durabilidad del sistema catalizador BM-TNA se evaluaron mediante 20 ciclos repetidos de degradación de BPA en la celda PEC (Fig. 3 (b)). Los resultados indican la estabilidad a largo plazo del catalizador a través de una eficiencia de descomposición similar al valor inicial de BPA cuando se opera continuamente a un pH inicial de 7 durante 20 h. Además, los catalizadores recocidos a 600 °C mantuvieron el color inicial (es decir, azul) del electrodo de actividad del fotocatalizador. Este resultado está vinculado a la figura complementaria 4, en la que se evaluó la eficiencia de eliminación de BPA del sistema PEC en función del pH (pH 3–9). La eficacia del BPA a pH 3, 5, 7 y 9 fue del 99,3%, 94,4%, 93,9% y 87,3%, respectivamente. Este resultado sugiere que el retardo cinético y la inhibición de la formación de radicales de la célula PEC en condiciones alcalinas (por encima de pH 9) aumentaron el contenido de OH- del sistema acuático.

El rendimiento de la operación FCDI se evaluó bajo tres cargas de masa de carbono (5, 10 y 15% en peso) y tres voltajes aplicados (0,5, 0,8 y 1,1 V), y se optimizó con base en la SEC. En FCDI, el carbón activado desempeña el papel de adsorción de iones debido a su superficie excepcional, conductancia eléctrica e isoterma de adsorción ideal47. En consecuencia, una mayor carga de masa de carbono en la solución del electrodo de flujo aumenta el área de superficie disponible para la adsorción de iones. Además, las partículas de carbón activado actúan como puente para el transporte de carga. En una solución homogénea ideal, en la que la distribución de las partículas de carbón activado es uniforme en toda la solución del electrodo de flujo, el transporte de carga también es uniforme sin fluctuaciones en la eficiencia de la carga. Sin embargo, las soluciones de electrodos de flujo son de naturaleza heterogénea y dinámica, lo que plantea el problema de la percolación de carga. La deformación en la distribución del material del electrodo durante el flujo provoca una disminución en la conectividad de partículas y cargas48. De manera similar, aumentar la carga de masa de carbono permite la formación de vías de percolación de carga fuertemente definidas, mejorando así la conductividad de la solución y acelerando el transporte de carga49,50. Se confirmó que esta relación es consistente con estudios previos que informaron una correlación positiva entre la carga de masa y la conductividad de la solución del electrodo de flujo48.

En consecuencia, la eficiencia de eliminación de iones del sistema mejoró a medida que aumentaron la carga de masa y el voltaje aplicado, como se muestra en la Fig. 4 (a). Bajo un voltaje aplicado de 0,5 V, la eficiencia fue, en promedio, siete y once veces mayor cuando la carga de masa de carbono aumentó a 10 y 15% en peso, respectivamente. Para 0,8 y 1,1 V, las eficiencias aumentaron aproximadamente ocho y trece veces, y dos y tres veces, por debajo del 10 y 15% en peso, respectivamente. Los resultados obtenidos fueron consistentes con los de estudios anteriores. Un estudio anterior informó un fuerte aumento en el rendimiento de desalinización cuando la carga de masa de carbono aumentó de 0 a 10% en peso51, mientras que otro informó una tendencia similar en el rendimiento del proceso a medida que la carga de masa aumentó de 20 a 25% en peso52. La eliminación de iones se cuantificó en detalle como se muestra en las figuras complementarias. 5-7, donde (a) y (b) representan las tres figuras que representan las concentraciones de iones sodio y cloruro en la solución de permeado, respectivamente. Se puede observar una reducción comparable, con la pendiente del gradiente de concentración volviéndose más pronunciada a medida que aumenta la carga de masa. (c) y (d) representan las concentraciones iónicas dentro de la solución (lecha) del electrodo de flujo, que se confirmó que aumentan a medida que los iones dentro de la corriente de alimentación se adsorben en la solución del electrodo de flujo. Las influencias de la carga de masa y el voltaje aplicado se evaluaron adicionalmente mediante la conductividad de la solución, SAC y SAR, como se muestra en las figuras complementarias. 8–10. Con respecto a la conductividad, una carga de masa del 5% en peso dio como resultado una eliminación nominal en todas las condiciones de voltaje aplicadas, y la desionización máxima alcanzó solo ~20%. Sin embargo, cargas de masa más altas del 10 y 15% en peso dieron como resultado mejoras considerables. Cuantitativamente, el rendimiento de desionización bajo una carga de masa del 10% en peso aumentó 1,3, 1,6 y 1,8 veces bajo voltajes aplicados de 0,5, 0,8 y 1,1 V, respectivamente, y 1,4, 1,8 y 1,8 veces. 2,0 veces bajo una carga de masa del 15% en peso. De manera similar, el aumento de los dos parámetros operativos mejoró el SAC, y la tendencia lineal en el SAR demostró el desempeño consistente del sistema FCDI.

a Eficiencia de eliminación de iones y b Consumo de energía específico del sistema de desionización capacitiva del electrodo de flujo (carga de masa de carbón activado = 5, 10, 15% en peso, voltaje aplicado = 0,5, 0,8, 1,1 V, electrolito del electrodo de flujo = 1 M) .

Sin embargo, el aumento paralelo de la viscosidad y la disminución de la fluidez de la solución son obstáculos importantes comunes asociados con el aumento de la carga de masa. Debido a la relación de compensación, la carga en los sistemas FCDI comúnmente se restringe a menos del 20% en peso53,54,55 cuando no se siguen métodos adicionales de modificación de la superficie para la síntesis del material del electrodo. Consistentemente, la condición de carga de masa en este estudio se limitó al 15% en peso y no se observaron viscosidad de la solución ni obstrucción en el canal de flujo. Como se muestra en la Fig. 4 (b), la validez de la carga de masa y el voltaje aplicado se evaluó adicionalmente mediante SEC y se cuantificó en función de la cantidad total de iones eliminados durante la operación. La SEC siguió una tendencia similar en todas las condiciones, y el valor aumentó con tasas de carga más altas. El cambio en el voltaje aplicado siguió tendencias comparables bajo cargas de masa del 10 y 15% en peso. A pesar de la mejora en el rendimiento de desionización a medida que aumentaba la carga de masa, como se muestra en la Fig. 4 (a), la razón del mayor SEC fue la mejora simultánea en la percolación de carga del sistema52. La conductancia eléctrica reforzada y la reducción sincrónica de la resistencia de la celda condujeron a la mejora de la eficiencia actual56,57, lo que resultó en una SEC proyectada más alta. Específicamente, los valores de SEC bajo una carga de masa del 10% en peso fueron muy similares a los del 5% en peso. Los cambios en los valores fueron inferiores al doble para todas las condiciones de voltaje aplicadas, siendo el máximo de 1,6 veces. Sin embargo, aumentar la carga de masa al 15% en peso aumentó los valores de SEC en 1,7, 2,4 y 2,5 veces bajo voltajes aplicados de 0,5, 0,8 y 1,1 V, respectivamente. Como el objetivo inicial del estudio era obtener permeado dentro del rango TDS sugerido para agua potable establecido por la Organización Mundial de la Salud o agua doméstica58, la operación secuencial de dos adsorciones se consideró suficiente para satisfacer los estándares basados en la eficiencia de eliminación de iones, como se muestra en la Fig. 4(a). Por lo tanto, se determinó que una carga de masa de carbono y un voltaje aplicado de 10% en peso y 0,8 V eran los parámetros operativos óptimos, respectivamente. De manera comparable, un voltaje aplicado más alto (1,1 V) dio como resultado cambios nominales en la eliminación de iones, con una SEC mucho mayor. De manera similar, una carga de masa de carbono del 15% en peso dio como resultado una mayor eficiencia de desionización, que también estuvo dentro de un rango nominal de ~1,2 veces con una SEC mucho más alta.

Se investigó la viabilidad del sistema dual PEC-FCDI mediante el tratamiento de agua salobre para producir un permeado libre de contaminantes orgánicos que cumpla con los estándares TDS de agua dulce. Para investigar la eficacia del sistema con mayor precisión, el agua salobre se preparó como una solución compleja que incluía múltiples sales monovalentes y divalentes para reflejar la composición del agua salobre real como se detalla en la Tabla complementaria 1. Como se muestra en la Fig. 5, la mineralización orgánica de BPA se evaluó en la etapa PEC midiendo el nivel de TOC. Durante la operación de 60 minutos, se observó una disminución extremadamente pronunciada en el TOC al 20% de la concentración inicial en los primeros 20 minutos. Posteriormente, se monitoreó una eliminación de BPA de tres registros, y la degradación final y completa del contaminante objetivo se produjo dentro de los 40 minutos de operación. No se detectó ninguna formación adicional de subproductos de oxidación durante el proceso de PEC.

Sistema dual PEC-FCDI (PEC: [bisfenol-A]0 = 0,1 mM, pHi = 7,0; tiempo de operación = 60 min) (FCDI: [NaCl]0 = 1947 ppm, [MgCl2]0 = 428 ppm, [Na2SO4] 0 = 278 ppm, pHi = 7,0; carga de masa de carbón activado = 10% en peso, voltaje aplicado = 0,8/−0,8 V, electrolito de electrodo de flujo = 1 M; tiempo de primera adsorción = 40 min, tiempo de desorción = 30 min, segundo -tiempo de adsorción = 20 min).

Se llevó a cabo una etapa FCDI posterior con el fin de desionizar y se evaluó el rendimiento basándose en la cuantificación de la eliminación de iones individuales. Durante la primera fase de adsorción, generalmente se produjo una rápida disminución en la concentración de iones en 20 minutos. Específicamente, los contenidos de iones de sodio, magnesio, cloruro y sulfato se redujeron en un 71, 72, 75,6 y 75,2%, respectivamente, lo que indica eficiencias de desionización similares tanto para cationes como para aniones. La tasa de adsorción finalmente se desaceleró y alcanzó una meseta a medida que los poros del electrodo de carbón activado se saturaron completamente con iones transportados desde la solución de alimentación; por lo tanto, se requirió una fase de desorción para que los poros y el equilibrio de carga del sistema se recuperaran al estado inicial38. La fase de desorción se realizó invirtiendo el voltaje aplicado y se operó durante 30 min. Los iones adsorbidos en los micro/macroporos de las partículas de los electrodos se descargaron mediante repulsión electrostática y se transportaron a través de las membranas de intercambio iónico hasta la corriente de alimentación. La concentración iónica de la solución de suspensión del electrodo de flujo disminuyó gradualmente durante la operación de descarga de 30 minutos, y todos los iones adsorbidos durante la fase de adsorción se descargaron de la solución. Después de 30 minutos, la solución de suspensión se recuperó completamente para la operación de la segunda fase de adsorción. La fase de adsorción final se llevó a cabo durante 20 minutos con el permeado de la primera fase de adsorción como solución de agua de alimentación. Bajo la baja concentración inicial de iones, se observó una rápida disminución similar, con una eliminación de casi dos log a los pocos minutos de operación, y finalmente se logró la desionización completa del agua de alimentación. Por último, se monitoreó el consumo de energía del sistema FCDI y la SEC combinada total de las dos fases de adsorción fue de 0,031 kWh g-1 de eliminación de iones, que fue menor que la evaluada durante la optimización del proceso (Fig. 4), por lo que se monitoreó aún más. Fortalecer la viabilidad de la tecnología para aplicaciones reales de agua.

El tratamiento de agua salobre para consumo doméstico o potable se ha realizado principalmente mediante procesos de ósmosis inversa o NF de agua salobre. Sin embargo, los inconvenientes críticos debidos a la baja eliminación de trazas de contaminantes orgánicos, el ensuciamiento de la superficie de la membrana por la adhesión de compuestos orgánicos y el alto consumo de energía debido a la naturaleza impulsada por la presión de la tecnología indican las limitaciones de los procesos. Por el contrario, la oxidación a través del sistema PEC puede lograr una mineralización completa de trazas de compuestos orgánicos, mientras que la secuencia de desionización posterior de FCDI puede lograr la desalinización de iones dentro de la fuente de agua salobre con un bajo consumo de energía.

Los novedosos electrodos BP-TNA y BM-TNA autodopados preparados mediante recocido a 600 °C revelaron excelentes eficiencias de transferencia de carga y una degradación efectiva de ocho contaminantes orgánicos modelo, y el BP-TNA mostró un rendimiento superior. La mineralización orgánica se mantuvo estable en niveles altos en un amplio rango de pH de 3 a 9, y un experimento continuo de siete ciclos repetitivos con rendimiento uniforme demostró la estabilidad del electrodo. Además, se observó desalinización de la solución durante la etapa FCDI posterior y, en particular, el aumento en la carga de masa de carbono mejoró las vías de percolación de carga, lo que condujo a una conductividad superior de la solución y una eficiencia de transporte de carga del sistema.

Se espera que el uso del sistema híbrido PEC-FCDI sea una alternativa superior a los procesos convencionales. Debido a su rendimiento excepcional y bajos niveles de consumo de energía, el sistema es prometedor para aplicaciones prácticas en el campo del tratamiento de agua salobre tanto para uso potable como doméstico.

Se utilizaron los siguientes reactivos sin purificación ni tratamiento: BA (Sigma-Aldrich), 4CP (Aldrich), PH (Sigma-Aldrich), BPA (Aldrich), CMT (Sigma-Aldrich), AMP (Sigma-Aldrich), 4- ácido hidroxibenzoico (Sigma-Aldrich). metanol (Sigma-Aldrich), terc-butanol (Sigma-Aldrich), cloruro de sodio (Sigma-Aldrich), bicarbonato de sodio (Sigma-Aldrich), carbonato de sodio (Sigma-Aldrich), ácido perclórico (Sigma-Aldrich), ácido fosfórico (Aldrich) y acetonitrilo (JT Baker). Todos los productos químicos utilizados eran de grado reactivo y para preparar las soluciones reactivas se utilizó agua desionizada (DI) ultrapura (>18 MΩ cm) producida a partir de un sistema de purificación de agua Milli-Q.

Los compuestos orgánicos utilizados para el experimento PEC incluyeron BA, SMX, BPA, AMP, 4CP, NIB, PH y CMT en soluciones preparadas en agua DI ultrapura (18,2 MΩ cm). Para preparar agua salobre sintética (3 g L-1) como solución de alimentación para el experimento FCDI, se añadió cloruro de sodio al agua DI. Finalmente, el efluente del proceso PEC se utilizó como solución de alimentación para el experimento FCDI.

La suspensión del electrodo de flujo consistió en polvo de carbón activado P-60 con un área de superficie Brunauer-Emmett-Teller (BET) de 1311,7 m2 g-1 (Kuraray Co., Japón) en agua DI, y se utilizaron tres condiciones diferentes de carga de masa de carbón activado. evaluados (5, 10 y 15% en peso). Para garantizar una suspensión uniforme y maximizar el rendimiento de las partículas de CA, la solución de suspensión se sonicó (modelo 350, Branson Sonic Power Co., EE. UU.) durante 120 minutos, después de lo cual el área de superficie BET de las partículas de carbono aumentó a 2011,8 m2 g-1. (Figura complementaria 1). El electrolito usado para la solución en suspensión fue cloruro de sodio 1 M.

Se prepararon matrices de nanotubos de TiO2 autodopados (BM-TNA y BP-TNA) utilizando una malla/placa de Ti y una lámina de Pt (área de trabajo idéntica de 9,5 cm2 y distancia entre espacios de 1,0 cm) como ánodo y cátodo, respectivamente, mediante secuencial. anodización. En el primer paso, se aplicaron 45,0 V utilizando una fuente de alimentación de CC (TPM-1010, Toyotech Co., República de Corea) durante 5 h en una solución de etilenglicol de 2,5 % en peso de H2O y 0,2 % en peso de NH4F. Luego se realizó una anodización adicional a 10,0 V durante 5 minutos para mejorar la adhesión interfacial entre las capas de TNA y la malla/placa de Ti. Después de la fabricación exitosa de capas de TNA en la malla/placa de Ti, se prepararon TNA de anatasa y rutilo mediante recocido a 600 °C (tasa de elevación de temperatura de 2,0 °C min-1) durante 1 h. Finalmente, BM-TNA y BP-TNA se produjeron mediante polarización catódica aplicando una densidad de corriente constante de 16,7 mA cm-2 durante 90 s utilizando un potenciostato (WBCS3000M2, Wonatech, República de Corea) en una solución de KH2PO4 0,1 M (pH = 7,2). ). Luego se enjuagó minuciosamente el electrodo con agua desionizada para eliminar cualquier producto químico residual. El término TNA “BM (malla azul)-” y “BP (placa azul)-” se adoptó porque el color de la superficie de los electrodos se volvió azul durante el paso de polarización catódica, y también se usaron una malla de Ti y una placa de Ti como el material del ánodo base para la fabricación.

El experimento de degradación de contaminantes orgánicos PEC se realizó utilizando una configuración de tres electrodos, con BM-TNA/BP-TNA, malla de Ti y Ag/AgCl saturado como electrodos de trabajo, contador y referencia, respectivamente. Se utilizó como reactor una celda rectangular (volumen de trabajo de 90 ml) con una ventana de cuarzo hacia la fuente de luz, que se colocó dentro de una caja negra equipada con 4,0 W-UV-A (emisión y longitud de onda máxima de emisión de 350–400 y 352 nm, respectivamente; F4T5, Sankyo, Japón), UV-B (emisión y longitud de onda máxima de emisión de 280–260 y 310 nm, respectivamente; G4T5E, Sankyo, Japón) y UV-C (emisión y longitud de onda máxima de emisión de 100 –280 y 254 nm, respectivamente; lámparas G4T5, Sankyo, Japón). Todos los experimentos de FCDI se realizaron utilizando una celda hecha a medida, que se ensambló en el orden de placa terminal de PVC, colector de corriente de grafito, membrana de intercambio catiónico, espaciador de nailon, membrana de intercambio aniónico, colector de corriente de grafito y placa terminal de PVC. Las membranas de intercambio iónico eran productos disponibles comercialmente (Neosepta, ASTOM Co., Japón), y se usó un potenciostato (WBCS3000M2, Wonatech, República de Corea) para aplicar un potencial eléctrico constante a la unidad FCDI. Las soluciones de alimentación y suspensión fluyeron consistentemente a velocidades de flujo de 5 y 35 ml/min, respectivamente, en el modo SCC. La conductividad del permeado se registró en tiempo real a la salida de la celda FCDI utilizando un conductímetro (CDC401, Hach). En la Fig. 6 se muestra un esquema representativo del funcionamiento general.

a Esquema gráfico del sistema dual PEC-FCDI, yb Esquema detallado del proceso experimental del sistema general.

Las morfologías fisicoquímicas de BM-TNA y BP-TNA se caracterizaron mediante microscopía electrónica de barrido de emisión de campo (FE-SEM; Quanta 250 FEG, FEI, EE. UU.), espectroscopia fotoelectrónica de rayos X (XPS; K-Alpha, Thermo Fisher Scientific, EE. UU.) y difracción de rayos X (XRD; New D8-Advance, Bruker-AXS, EE. UU.). La disposición de las capas de TNA autodopadas se observó mediante FE-SEM con aumentos de × 10 000 y × 100 000, y se usó XPS para examinar el estado de oxidación de la superficie de BM-, anatasa y BP-TNA usando Al Kα X-. rayo (hν = 1486,6 eV) como fuente de excitación. Se utilizó carbono adventicio (248,8 eV) como referencia para la calibración de la energía de enlace. Se utilizó XRD para identificar los picos de la estructura cristalina de la superficie con radiación Cu Kα (40,0 keV, λ = 0,154 nm). Las concentraciones de los compuestos contaminantes orgánicos degradados durante el experimento PEC se midieron utilizando un analizador de carbono orgánico total (TOC-V, Shimadzu, Japón) y un cromatógrafo líquido de alto rendimiento (HPLC; Infinity 1260, Agilent, EE. UU.) equipado con un C- 18 columnas (ZORBAX Eclipse XDB-C18, Agilent, EE. UU.) y detector UV/Vis (G1314F 1260VWD, Agilent, EE. UU.). El rendimiento de FCDI (concentraciones de iones como Na+, Cl-) se evaluó retirando muestras de la unidad en tiempos predeterminados usando una jeringa de 5 ml, después de lo cual se filtró a través de un filtro de PTFE de 0,45 µm (Whatman) y se analizó usando iones. cromatografía (IC, Dionex ICS-3000). La superficie específica de las partículas de carbón activado P-60 se analizó siguiendo el método BET (BELSORP-MAX, Bel Japan Co., Japón).

Para evaluar el rendimiento y consumo de energía del FCDI se consideraron los siguientes parámetros, junto con sus respectivas ecuaciones: (1) eficiencia de remoción, (2) SEC, (3) SAC y (4) SAR.

donde ΔC es la diferencia entre las concentraciones de la solución afluente y efluente (mg/L), V es el potencial aplicado, I es la corriente, t es el tiempo de operación, Q es el caudal de la solución de alimentación (mL/min) y 'AC peso' es el peso del polvo de carbón activado inicial utilizado para el electrodo de flujo.

Los datos generados y analizados durante este estudio se incluyen en este artículo publicado y sus archivos de información complementaria. Los datos brutos utilizados para este artículo están disponibles del autor correspondiente a solicitud razonable.

Eliasson, J. La creciente presión de la escasez mundial de agua. Nat. N. 517, 6 (2015).

Artículo CAS Google Scholar

Tortajada, C. y van Rensburg. Beba más aguas residuales recicladas. P. Nat. 577, 26-28 (2020).

Alghoul, M., Poovanaesvaran, P., Sopian, K. y Sulaiman, M. Revisión de diseños de sistemas de ósmosis inversa de agua salobre (BWRO). Renovar. Sus. Energía. Rev. 13, 2661–2667 (2009).

Artículo CAS Google Scholar

Pan, S.-Y., Haddad, AZ, Kumar, A. y Wang, S.-W. Desalinización de agua salobre mediante ósmosis inversa y desionización capacitiva en el nexo agua-energía. Agua Res. 183, 116064 (2020).

Artículo CAS Google Scholar

Schiermeier, Q. El planeta reseco: agua del grifo. Nat. N. 510, 326 (2014).

Artículo CAS Google Scholar

Yang, Y., Pignatello, JJ, Ma, J. & Mitch, WA Comparación de los impactos de los haluros en la eficiencia de la degradación de contaminantes mediante procesos de oxidación avanzada (AOP) basados en sulfatos y radicales hidroxilo. Reinar. Ciencia. Tecnología. 48, 2344–2351 (2014).

Artículo CAS Google Scholar

Du, J.R. et al. Desalación de agua salobre de alta salinidad mediante sistema híbrido NF-RO. Desalación 491, 114445 (2020).

Artículo CAS Google Scholar

Du, X. y col. Electrooxidación de diamantes dopados con boro (BDD) junto con nanofiltración para el tratamiento secundario de aguas residuales: degradación de antibióticos y bioincrustación. Reinar. En t. 146, 106291 (2021).

Artículo CAS Google Scholar

Hossain, A. y col. Ocurrencia, distribución, riesgos ecológicos y de resistencia de los antibióticos en aguas superficiales de la acuicultura de peces y mariscos en Bangladesh. Quimiosfera 188, 329–336 (2017).

Artículo CAS Google Scholar

Joseph, L., Heo, J., Park, Y.-G., Flora, JR y Yoon, Y. Adsorción de bisfenol A y 17α-etinilestradiol en nanotubos de carbono de pared simple de agua de mar y agua salobre. Desalinización 281, 68–74 (2011).

Artículo CAS Google Scholar

Westerhoff, P., Moon, H., Minakata, D. & Crittenden, J. Oxidación de compuestos orgánicos en retenidos de instalaciones de reutilización de aguas residuales por ósmosis inversa. Agua Res. 43, 3992–3998 (2009).

Artículo CAS Google Scholar

Park, H., Park, Y., Kim, W. y Choi, W. Modificación de superficie del fotocatalizador de TiO2 para aplicaciones ambientales. J. Fotoch. Fotobio. C.15, 1-20 (2013).

Artículo CAS Google Scholar

Ness, A. y MacNevin, D. Reutilización directa de agua potable como herramienta para revitalizar las instalaciones de desalinización de agua subterránea salobre: calidad y operaciones del agua. Recursos hídricos de Florida. J. 2, 30 (2021).

Google Académico

Van der Bruggen, B. & Vandecasteele, C. Eliminación de contaminantes de aguas superficiales y subterráneas mediante nanofiltración: descripción general de posibles aplicaciones en la industria del agua potable. Reinar. Contaminación. 122, 435–445 (2003).

Artículo de Google Scholar

Epsztein, R., Cheng, W., Shaulsky, E., Dizge, N. y Elimelech, M. Aclarar los mecanismos subyacentes a la diferencia entre el rechazo de cloruro y nitrato en la nanofiltración. J. Miembro. Ciencia. 548, 694–701 (2018).

Artículo CAS Google Scholar

Epsztein, R., Nir, O., Lahav, O. & Green, M. Eliminación selectiva de nitratos del agua subterránea mediante un esquema híbrido de filtración de nanofiltración y ósmosis inversa. Química. Ing. J. 279, 372–378 (2015).

Artículo CAS Google Scholar

Shin, MG y cols. Revisión crítica y análisis integral de la eliminación de trazas de compuestos orgánicos (TOrC) con membranas de poliamida RO/NF: mecanismos y materiales. Química. Ing. J. 427, 130957 (2022).

Artículo CAS Google Scholar

AlTaee, A. & Sharif, AO Diseño alternativo a la desalinización de agua de mar NF de doble etapa utilizando membranas de agua salobre de alto rechazo. Desalinización 273, 391–397 (2011).

Artículo CAS Google Scholar

Lakretz, A., Mamane, H., Asa, E., Harif, T. & Herzberg, M. Control de bioincrustaciones mediante pretratamiento UV/H2O2 para procesos de ósmosis inversa de agua salobre. Reinar. Ciencia-Wat. Res. 4, 1331-1344 (2018).

CAS Google Académico

Nghiem, LD, Coleman, PJ y Espendiller, C. Mecanismos subyacentes a los efectos de la contaminación de la membrana en la nanofiltración de trazas de contaminantes orgánicos. Desalinización 250, 682–687 (2010).

Artículo CAS Google Scholar

Oatley-Radcliffe, DL et al. Membranas y procesos de nanofiltración: una revisión de las tendencias de investigación durante la última década. J. Proceso del Agua. Ing. 19, 164-171 (2017).

Artículo de Google Scholar

Kim, J., Kim, C., Kim, S. y Yoon, J. Matriz de nanotubos de TiO2 azul recubiertos con RuO2 (TNA-RuO2 azul) como material anódico eficaz en la generación electroquímica de cloro. J. Ind. Ing. Química. 66, 478–483 (2018).

Artículo CAS Google Scholar

Koo, MS, Cho, K., Yoon, J. y Choi, W. Degradación fotoelectroquímica de compuestos orgánicos junto con generación de hidrógeno molecular utilizando matrices de nanotubos electrocrómicos de TiO2. Reinar. Ciencia. Tecnología. 51, 6590–6598 (2017).

Artículo CAS Google Scholar

Minakata, D., Li, K., Westerhoff, P. & Crittenden, J. Desarrollo de un método de contribución de grupo para predecir las constantes de velocidad de reacción del radical hidroxilo (HO•) en fase acuosa. Reinar. Ciencia. Tecnología. 43, 6220–6227 (2009).

Artículo CAS Google Scholar

Wenk, J., Von Gunten, U. & Canonica, S. Efecto de la materia orgánica disuelta sobre la transformación de contaminantes inducida por estados tripletes excitados y el radical hidroxilo. Reinar. Ciencia. Tecnología. 45, 1334-1340 (2011).

Artículo CAS Google Scholar

Cho, K. y col. Efectos de la generación de oxidantes reactivos y la capacitancia en la desinfección fotoelectroquímica del agua con matrices de nanotubos de dióxido de titanio autodopados. Aplica. Catalán. B-Entorno. 257, 117910 (2019).

Artículo CAS Google Scholar

Ye, Y., Feng, Y., Bruning, H., Yntema, D. & Rijnaarts, H. Degradación fotocatalítica de metoprolol mediante matrices de nanotubos de TiO2 y LED UV: efectos de las propiedades del catalizador, parámetros operativos, componentes del agua comúnmente presentes, y especies reactivas fotoinducidas. Aplica. Catalán. B-Entorno. 220, 171–181 (2018).

Artículo CAS Google Scholar

Xu, X., Cai, J., Zhou, M., Du, X. y Zhang, Y. Degradación fotoelectroquímica del ácido 2, 4-diclorofenoxiacético utilizando matrices de nanotubos de TiO2 azul autodopados electroquímicamente con ácido fórmico como electrolito. J. Peligro. Madre. 382, 121096 (2020).

Artículo CAS Google Scholar

Metzger, M. y col. Análisis tecnoeconómico de la desionización capacitiva e intercalativa de agua. Energía. Reinar. Ciencia. 13, 1544-1560 (2020).

Artículo CAS Google Scholar

Chung, HJ, Kim, J., Kim, DI, Gwak, G. & Hong, S. Estudio de viabilidad de la desionización capacitiva de flujo por ósmosis inversa (RO-FCDI) para una desalinización energéticamente eficiente utilizando agua de mar como electrolito acuoso de electrodo de flujo . Desalación 479, 114326 (2020).

Artículo CAS Google Scholar

Liu, E., Lee, LY, Ong, SL y Ng, HY Tratamiento de salmuera industrial mediante desionización capacitiva (CDI) hacia una descarga de líquido cero: desafíos y optimización. Agua Res 183, 116059 (2020).

Artículo CAS Google Scholar

Shin, Y.-U., Lim, J., Boo, C. y Hong, S. Mejora de la viabilidad y aplicabilidad de la desionización capacitiva por electrodo de flujo (FCDI): revisión de la optimización de procesos y la eficiencia energética. Desalación 502, 114930 (2021).

Artículo CAS Google Scholar

Zhao, R., Porada, S., Biesheuvel, P. & Van der Wal, A. Consumo de energía en desionización capacitiva de membrana para diferentes recuperaciones de agua y caudales, y comparación con ósmosis inversa. Desalinización 330, 35–41 (2013).

Artículo CAS Google Scholar

Rosentreter, H., Walther, M. y Lerch, A. Desalinización parcial de aguas subterráneas salinas: comparación de nanofiltración, ósmosis inversa y desionización capacitiva de membrana. Membranas 11, 126 (2021).

Artículo CAS Google Scholar

Jeong, K. y col. Optimización de un sistema híbrido de nanofiltración y desionización capacitiva de membrana (NF-MCDI): estudios experimentales y de modelado. Desalación 493, 114658 (2020).

Artículo CAS Google Scholar

Hand, S., Shang, X., Guest, JS, Smith, KC & Cusick, RD Análisis de sensibilidad global para caracterizar los límites operativos y priorizar los objetivos de rendimiento de las tecnologías de desionización capacitiva. Reinar. Ciencia. Tecnología. 53, 3748–3756 (2019).

Artículo CAS Google Scholar

Anderson, MA, Cudero, AL & Palma, J. La desionización capacitiva como medio electroquímico para ahorrar energía y suministrar agua limpia. Comparación con las prácticas actuales de desalinización: ¿competirá? Electrochim. Acta 55, 3845–3856 (2010).

Artículo CAS Google Scholar

Luo, K. y col. Comportamiento de desalinización y rendimiento de la desionización capacitiva por electrodo de flujo en varios modos operativos. Química. Ing. J. 389, 124051 (2020).

Artículo CAS Google Scholar

He, C., Ma, J., Zhang, C., Song, J. y Waite, TD Operación de ciclo cerrado en cortocircuito del CDI con electrodo de flujo para ablandamiento de agua salobre. Reinar. Ciencia. Tecnología. 52, 9350–9360 (2018).

Artículo CAS Google Scholar

Hijo, A. et al. Oxidación fotoelectroquímica mejorada con persulfato de contaminantes orgánicos utilizando matrices de nanotubos de TiO2 autodopados: efecto de los parámetros operativos y la matriz de agua. Agua Res. 191, 116803 (2021).

Artículo CAS Google Scholar

Lee, H. y col. Capacidad oxidante del periodato activado con nanopartículas bimetálicas a base de hierro. Reinar. Ciencia. Tecnología. 48, 8086–8093 (2014).

Artículo CAS Google Scholar

Shin, Y.-U. et al. Oxidación electroquímica de compuestos orgánicos en soluciones de sulfato sobre electrodos de diamante dopados con boro: múltiples vías para la generación de radicales sulfato. Aplica. Catalán. B-Entorno. 254, 156-165 (2019).

Artículo CAS Google Scholar

Anbar, M., Meyerstein, D. & Neta, P. La reactividad de los compuestos aromáticos hacia los radicales hidroxilo. J. Física. Chem.-Us 70, 2660–2662 (1966).

Artículo CAS Google Scholar

Buxton, GV, Greenstock, CL, Helman, WP y Ross, AB Revisión crítica de las constantes de velocidad para reacciones de electrones hidratados, átomos de hidrógeno y radicales hidroxilo (⋅OH/⋅O- en solución acuosa. J. Phys. Chem. Ref. Datos 17, 513–886 (1988).

Artículo CAS Google Scholar

Jing, Y. & Chaplin, BP Estudio mecanicista de la validez del uso de sondas de radicales hidroxilo para caracterizar procesos electroquímicos de oxidación avanzada. Reinar. Ciencia. Tecnología. 51, 2355–2365 (2017).

Artículo CAS Google Scholar

Reyter, D., Bélanger, D. & Roué, L. Eliminación de nitrato mediante electrólisis emparejada en electrodos acoplados de cobre y Ti/IrO2: influencia de la relación de área de superficie ánodo/cátodo. Agua Res. 44, 1918-1926 (2010).

Artículo CAS Google Scholar

Ntakirutimana, S., Tan, W., Anderson, MA y Wang, Y. Revisión del diseño de electrodos de carbón activado: compensación de ingeniería con respecto al rendimiento de la desionización capacitiva. J. Electroquímica. Soc. 167, 143501 (2020).

Artículo CAS Google Scholar

Hatzell, KB y cols. Observación directa de interacciones de materiales activos en electrodos fluidos mediante tomografía de rayos X. Discusión de Faraday 199, 511–524 (2017).

Artículo CAS Google Scholar

Nenashev, A. et al. Descripción por percolación del transporte de carga en semiconductores de óxido amorfo. Física. Rev. B. 100, 125202 (2019).

Artículo CAS Google Scholar

Park, H.-R. et al. Carbón activado esférico de superficie modificada para una alta carga de carbono y su rendimiento de desalinización en la desionización capacitiva por electrodo de flujo. RSC Avanzado. 6, 69720–69727 (2016).

Artículo CAS Google Scholar

Ma, J., He, C., He, D., Zhang, C. & Waite, TD Análisis de las contribuciones capacitivas y electrodialíticas a la desalinización del agua mediante CDI con electrodo de flujo. Agua Res. 144, 296–303 (2018).

Artículo CAS Google Scholar

Rommerskirchen, A., Linnartz, CJ, Müller, D., Willenberg, LK & Wessling, M. Recuperación de energía y diseño de procesos en procesos de desionización capacitiva de electrodos de flujo continuo. Sostenimiento ACS. Química. Ing. 6, 13007–13015 (2018).

Artículo CAS Google Scholar

Dahiya, S. & Mishra, BK Mejora de la comprensión y el rendimiento de la desionización capacitiva con electrodos de flujo mediante la optimización de los parámetros de configuración y funcionamiento: una revisión de los avances recientes. Sep. Purif. Tecnología. 240, 116660 (2020).

Artículo CAS Google Scholar

Porada, S. et al. Electrodos de flujo de carbono para funcionamiento continuo de desionización capacitiva y generación de energía de mezcla capacitiva. J. Mater. Química. R. 2, 9313–9321 (2014).

Artículo CAS Google Scholar

Zhang, C. y col. Desionización capacitiva por electrodo de flujo (FCDI): desarrollos recientes, aplicaciones ambientales y perspectivas futuras. Reinar. Ciencia. Tecnología. 55, 4243–4267 (2021).

Artículo CAS Google Scholar

Liang, P. y col. Rendimiento de desalinización optimizado de la desionización capacitiva de electrodo de flujo de alto voltaje mediante la adición de negro de carbón en el electrodo de flujo. Desalinización 420, 63–69 (2017).

Artículo CAS Google Scholar

Yang, S. y col. Desionización capacitiva por electrodo de flujo utilizando un electrolito acuoso con una alta concentración de sal. Reinar. Ciencia. Tecnología. 50, 5892–5899 (2016).

Artículo CAS Google Scholar

OMS. Directrices para la calidad del agua potable. Informe N° 9241548150 (2011).

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Este trabajo fue apoyado por la subvención de la Fundación Nacional de Investigación de Corea (NRF) financiada por el gobierno de Corea (MSIT) (No. NRF-2021R1A5A1032433).

Estos autores contribuyeron igualmente: Jihun Lim, Yong-Uk Shin.

Escuela de Ingeniería Civil, Ambiental y Arquitectónica, Universidad de Corea, Seúl, 136-701, República de Corea

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

Centro de Investigación del Ciclo del Agua, Instituto Coreano de Ciencia y Tecnología (KIST), Seúl, 02792, República de Corea

Aseom Son y Seok Won Hong

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JL y YUS, los dos autores principales del artículo, contribuyeron al diseño de la investigación, al experimento PEC y a los análisis posteriores, a la redacción y edición del artículo. AS y SWH ayudaron con el diseño de la investigación PEC. SH contribuyó a la orientación de la investigación general como autor correspondiente. Además, "JL" y "YUS" contribuyeron igualmente a este trabajo como ambos 'coprimeros autores'.

Correspondencia a Seungkwan Hong.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

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Lim, J., Shin, YU., Son, A. et al. Electrodo de nanotubos de TiO2 para degradación orgánica junto con desionización capacitiva de electrodo de flujo para desalinización de agua salobre. npj Agua Limpia 5, 7 (2022). https://doi.org/10.1038/s41545-022-00150-9

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Recibido: 30 de agosto de 2021

Aceptado: 21 de enero de 2022

Publicado: 04 de marzo de 2022

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

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Electrodo de nanotubos de TiO2 para degradación orgánica acoplado con flujo