溶液特性及共存物对纳滤膜去除水中全氟辛酸的影响

王佳璇,胡御宁,岳向雷,王 磊,刘 喆

溶液特性及共存物对纳滤膜去除水中全氟辛酸的影响

王佳璇1,2,3,4*,胡御宁1,岳向雷4,5,王 磊4,5,刘 喆5

(1.西安科技大学建筑与土木工程学院,陕西 西安 710054；2.西安科技大学矿业工程博士后流动站,陕西 西安 710054；3.榆林市生态环境局,陕西 榆林 719000；4.西安建筑科技大学陕西省膜分离技术研究院,陕西 西安 710055；5.西安建筑科技大学环境与市政工程学院,陕西 西安 710055)

利用聚酰胺复合纳滤(NF)膜去除水中的持久性有机污染物－全氟辛酸(PFOA),分别研究了PFOA浓度、溶液离子强度、pH值、典型大分子有机物－牛血清蛋白(BSA)以及BSA与Na+共存对PFOA截留率的影响.结果表明,在0.8MPa下过滤24h,随着PFOA浓度增大,PFOA截留率提高;溶液离子强度、pH值越高,PFOA截留率越高;当PFOA原液中加入BSA时,BSA不但会堵塞一部分膜孔,同时会在膜面上形成有机污染层,增大膜面负电量,这样一方面增强NF膜的筛分作用,另一方面增强其静电排斥作用;当BSA与Na+共存时,NF膜的孔堵程度更加严重,且Na+使形成的有机污染层更加密实,NF膜的筛分能力进一步增强.

全氟辛酸；聚酰胺复合纳滤膜；溶液特性；牛血清蛋白；无机离子

全氟辛酸(PFOA)是一种常见的全氟化合物(PFCs).因其C-F键极性较强且键能较高(460kJ/ mol)[1],具有较强的热稳定性、化学稳定性、疏水疏油等特性[2-3],大量应用在工业生产和消费产品中[4-5](祝凌燕 and 林加华 2008).目前,PFOA广泛存在于地表水[6]、地下水[7]、垃圾渗滤液[8]和污水处理厂出水中[9].在动物和人体中检测到PFOA会对生物体的免疫系统、肝脏以及肾脏等造成毒害作用[10],特别是危害新生婴儿的成长[11-12].联合国化学监管机构于2019年发布了PFOA的使用禁令[13].当前去除PFOA的主要方法有电化学氧化[14],光化学降解[15],超声波降解[16]等化学方法以及吸附[17]、膜分离[18]等物理方法.

纳滤(NF)是一种压力驱动的膜分离技术,具有成本低、能耗低、环境友好以及截留率高等优势[19],且表面通常荷电,可以截留多价离子和分子量介于200～1000Da的小分子有机物.因此,NF技术在去除水中PFCs方面具有极大的应用潜力.Zhao等[20]考察了钠离子、钙离子和铁离子对ESNA1-K1纳滤膜去除全氟辛烷磺酸(PFOS)的影响,结果表明NF膜可有效去除水中PFOS,且去除率与离子价态有关. Wang等[21]研究发现聚哌嗪酰胺复合NF膜对PFOS的截留率较高,且受溶液离子强度、大分子有机物的影响.PFOA和PFOS都属于PFCs,因此,不同溶液组分、含量和物化性质都可能影响NF膜去除PFOA.作为微生物胞外聚合物(EPS)的主要组分之一,蛋白质类物质普遍存在于各类天然水中[22],目前蛋白质及蛋白质与常见无机离子共存对NF膜去除PFOA的影响研究较少.

本研究利用聚酰胺复合NF膜去除水中的PFOA,选用牛血清蛋白(BSA)模拟天然水体中广泛存在的蛋白质类物质,考察了PFOA浓度、pH值、溶液离子强度、BSA以及BSA与Na+共存对NF膜去除PFOA的影响.

1 材料与方法

1.1 实验试剂和材料

PFOA(纯度³97%)和BSA(纯度³97%)购自美国Sigma-aldrich公司.氯化钠、氢氧化钠、盐酸购自天津天力化学试剂有限公司.聚乙二醇(PEG600)、曲拉通均购自天津市科密欧化学试剂厂.N,N -二甲基乙酰胺(DMAc)、丙烯酸(AA)均购自天津市福晨化学试剂厂.聚乙烯吡咯烷酮(PVP k30)购自上海蓝季科技发展有限公司.间苯二胺(MPD)、均苯三甲酰氯(TMC,纯度98%)均购自上海阿拉丁生化科技股份有限公司.除特别说明外,以上试剂均为分析纯.乙腈(色谱纯)购自美国Thermo-Fisher公司.聚醚砜(PSF,E6010)购自德国BSAF公司.

利用去离子水和30mg/L PFOA、1g/L BSA储备液以及无机盐配制PFOA污染原液.并利用1mol/L的氢氧化钠和盐酸溶液调节各原液的pH值.除溶液pH值对PFOA去除影响的实验以外,其他实验原液pH值均调为(7.5±0.1).除PFOA浓度对NF膜去除PFOA影响的实验之外,其他所有PFOA实验原液中PFOA的初始浓度均为10 μg/L.

1.2 NF膜的制备

首先采用凝胶相转化法制备NF基膜.按照一定比例将DMAc(72wt%)、曲拉通(2wt%)、PEG600 (2wt%)、丙烯酸(2wt%)、PVP k30(4wt%)和PSF (18wt%)混合后制备均质的铸膜液.然后将静置脱泡后的铸膜液倾倒在无纺布上,使用刮膜器涂覆均匀.随后立即浸入到(22±1)℃恒温水浴中进行分相,即得到聚砜基膜.随后通过界面聚合法制备NF膜功能层,先将制备好的基膜晾干,然后浸入MPD的水相溶液中,一段时间后取出晾干,再将膜浸入TMC的正己烷溶液中,一段时间后取出,最后将膜在80℃下进行热处理,即得到聚酰胺复合NF膜.

聚酰胺复合NF膜纯水通量为(30±2)L/(m2∙h), 2g/L MgSO4截留率为90%±2%.

1.3 实验装置和步骤

本研究采用小型平板NF错流过滤系统进行PFOA分离实验.系统有效膜面积为65cm2,错流速度为4.5cm/s,系统压力为0.8MPa.

具体操作过程如下:首先,将干净的新NF膜安装在过滤系统内,用去离子水预压24h直到膜通量稳定.若PFOA实验原液中含有无机盐,则利用相应的无机盐溶液平衡系统3h,直到膜通量稳定;若PFOA实验原液中不含无机盐,则不进行此步.记录稳定后的膜通量0为初始通量.之后换上新制备的PFOA实验原液过滤24h,每隔一段时间对原液和滤液进行取样,并记录实时膜通量J.测取各个时刻水样中PFOA的浓度,计算截留率.过滤实验采用全回流模式,为减小实验误差,每个实验均进行3次.膜通量按照式(1)计算,PFOA截留率按照式(2)计算.将J/0的比值作为NF膜的比通量.

式中:为膜通量,L/(m2·h);为滤液体积,L;为有效膜面积,m2;为过滤时间,h.

式中:P为滤液中PFOA浓度,μg/L;f为原液中PFOA浓度,μg/L.

1.4 分析方法

使用超高效液相色谱—三重四级杆质谱联用仪(UPLC-MS/MS,沃特世,美国)测定样品中PFOA的浓度[23].色谱柱为BEH C18(ACQUITY UPLC,柱长:100mm,内径:2.1mm,填料直径:1.7μm,沃特世,美国),流动相为乙腈/超纯水,梯度洗脱,流速为0.2mL/ min.使用固体表面Zeta电位仪(SurPASS,安东帕,奥地利)测量NF膜的表面电位.采用Zeta电位仪(ZS90Zeta,马尔文,英国)测定不同污染液的Zeta电位.使用扫描电子显微镜(SEM,JSM-6510LV,捷欧路,日本)观察受污染的NF膜表面形貌.

2 结果与讨论

2.1 PFOA浓度对聚酰胺复合NF膜去除PFOA的影响

从图1(a)可以发现,在不同PFOA浓度下,实验初期PFOA截留率高但下降速率快,随后PFOA截留率的变化速率变缓.当过滤至24h时,PFOA截留率趋于稳定,在5,10,25,50μg/L的浓度下,PFOA的截留率依次为77.4%,81.2%,83.8%,85.9%.

产生以上结果主要归于以下几个原因:首先,实验使用的NF膜为新膜,实验初期,膜上大量的活性位点能够吸附PFOA,随时间的推移,NF膜吸附容量不断下降,此过程中PFOA的截留率快速降低,直至达到吸附平衡后吸附量基本保持不变,此时吸附作用便不再影响PFOA的截留率.这与金叶等[24]利用NF270膜去除邻苯二甲酸酯时,得出吸附作用只在过滤初期发挥作用的结论一致.其次,由于PFOA的分子量(414Da)[25]大于NF膜的截留分子量(约350Da),根据筛分机理,NF膜可以有效截留PFOA.再者,PFOA的pa为2.8[26],在溶液pH=7.5的条件下,PFOA解离呈负电,且聚酰胺复合NF膜表面带负电(-11.70mV,表1),因此PFOA与NF膜之间存在静电排斥力,有助于PFOA截留.

从图1可以看出,当过滤至24h时,随着PFOA的浓度从5μg/L增加到50μg/L,NF膜对PFOA的截留率也明显增加,而NF膜通量却逐渐减小.这是因为在过滤过程中,PFOA会堵塞膜孔,而且PFOA的浓度越高,膜孔窄化和堵塞越严重,NF膜的筛分能力就越强.此外,膜面浓差极化作用随着PFOA浓度的升高而增强[27].结合不同PFOA浓度下,NF膜对PFOA的去除特性可知,浓差极化作用并未导致PFOA截留率降低.因此,NF膜去除PFOA主要是吸附作用、筛分作用和静电排斥作用共同作用的结果.

2.2 溶液pH值对聚酰胺复合NF膜去除PFOA的影响

图2 pH值对NF膜截留率的影响

由图2可知,在实验进行的各个时刻,PFOA的截留率与溶液的pH值呈正相关.这是因为溶液pH值会影响聚酰胺复合NF膜表面的带电情况(表1),从而很大程度地影响聚酰胺复合NF膜的性能.上文提到,当溶液的pH值大于2.8时,PFOA发生解离且主要以荷负电的形式存在.而聚酰胺复合NF膜表面含有大量的氨基[28]和羧基[29],在pH值较低时,膜表面的氨基发生质子化过程[28],形成荷正电的-NH3+,导致膜表面负电量减小,减弱了膜面与PFOA之间的静电排斥力;相反,当pH值较高时,膜面羧基发生去质子化过程[29],且pH值越大,去质子化的羧基数量越多,则膜面负电量越大,强化了NF膜与PFOA之间的静电排斥力.因此随着pH值的不断升高,质子化的氨基数量不断减少,去质子化的羧基数量不断增加,且从表1可以看出膜面所带负电量随pH值的升高而增大,从而提高了NF膜对PFOA的静电排斥作用,PFOA截留率升高.

表1 不同pH值条件下聚酰胺复合NF膜表面Zeta电位

2.3 溶液离子强度对聚酰胺复合NF膜去除PFOA的影响

由图3(a)可知,当PFOA原液中存在无机盐时,PFOA的截留率有显著提高,在实验进行的各个时刻,PFOA的截留率与溶液离子强度呈正相关.当过滤至24h,溶液离子强度分别为0,10,50, 100mmol/L时,PFOA截留率依次为81.2%,83.4%, 86.0%,86.8%,溶液离子强度由0mmol/L增加到10mmol/L,PFOA截留率提高2.2%,溶液离子强度由10mmol/L增加到50mmol/L,PFOA截留率提高2.6%.此外,从不同溶液离子强度下,过滤终点时的NF膜通量(图3(b))可以看出,随着原液的离子强度从0mmol/L增大到100mmol/L,NF膜通量逐渐减小.这是因为膜表面和膜孔中的抗衡离子浓度都随着溶液离子强度的增加而升高,导致膜孔内的静电排斥力减小[21].因此,膜孔收缩,膜渗透通量下降,同时NF膜的筛分能力得到增强[30].由表2可以看出,溶液离子强度越大,膜面负电量越少,并且溶液离子强度由0mmol/L增加到50mmol/L时,膜面负电量降低幅度较大,所以膜表面对PFOA的静电排斥力减弱较快.结合PFOA的截留率分析可知,在本试验的溶液离子强度条件下,筛分作用主导PFOA截留.另一方面,由于Cl-的半径[31]小于PFOA-[32],因此溶液中Cl-扩散能力大于PFOA-,根据道南效应,为了维持原液的电性平衡[33],更多的PFOA会被NF膜截留.

表2 不同离子强度条件下聚酰胺复合NF膜表面Zeta电位

2.4 BSA及BSA与Na+共存对聚酰胺复合NF膜去除PFOA的影响

分别配制含有BSA、BSA和NaCl的2种PFOA原液,使得BSA浓度为10mg/L, Na+浓度为10mmol/L.

由图4可知,过滤初期各实验条件下PFOA的截留率随时间的推移均逐渐减小,当过滤至24h时基本趋于稳定状态,原液为PFOA,PFOA+BSA,PFOA+ BSA+Na+时,过滤终点PFOA的截留率分别为81.2%,82.6%,84.6%.可见BSA或BSA与Na+共存都可以不同程度地提高PFOA的截留率.从图5中可以看出,新膜(图5(a))表面干净平整;当加入BSA时(图5(b)),过滤后的NF膜表面明显被一层污染物完全覆盖,污染层很致密;当加入BSA和Na+时(图5(c)),过滤后的NF膜表面覆盖的污染物量更多,且污染物尺寸更大,团聚更明显,污染层也非常密实.此外,不同原液条件下NF膜的通量衰减率依次为新膜

造成以上现象的主要原因是:(1)当污染液为PFOA+BSA时,一部分有机物造成膜孔窄化和堵塞,减小NF膜孔径,另一部分有机物沉积到膜表面,形成致密的有机污染层(图5(b)),从而强化NF膜的筛分作用,提高PFOA的截留率[34].如表3所示,当PFOA溶液中加入BSA时,NF膜表面Zeta电位从-11.70mV升高到-14.56mV(负号表示膜面所带电性),负电量增加,因此NF膜对PFOA的静电排斥作用增强,PFOA截留率增大.BSA的分子量大约为66.64kDa[35],具有复杂的空间结构和多种官能团,对PFOA有吸附作用[36],因此被吸附的PFOA随BSA一起被NF膜截留,从而提高PFOA的截留率.(2)当污染液为PFOA+ BSA+Na+时,溶液中的PFOA和BSA[37]均带负电,静电排斥作用阻碍了有机物在荷负电的NF膜表面沉积,而Na+会中和NF膜表面及有机物分子的部分负电荷,使膜－有机物、有机物－有机物之间的静电排斥力减小,因此与原液中仅存在BSA相比(图5(b)),BSA与Na+共存时NF膜面沉积的污染物更多(图5(c)),尺寸更大,团聚明显,污染层更加密实,从而更有效强化NF膜的筛分作用,提高PFOA的截留率[38].通过对比3种原液条件下NF膜表面Zeta电位关系(表3),结合各条件下PFOA的截留率可知,静电排斥作用不是BSA和Na+共存时PFOA截留率上升的主要原因.Na+存在时, PFOA与BSA之间的排斥力减小,更容易被BSA吸附,相当于PFOA的尺寸变大,从而与BSA被NF膜一并截留.

表3 不同原液条件下聚酰胺复合NF膜表面Zeta电位

3 结论

3.1 聚酰胺复合NF膜可有效去除水中的PFOA,且PFOA浓度越高,NF膜对PFOA的截留率越大,这主要是NF膜的吸附作用、筛分作用和静电排斥作用共同作用的结果.

3.2 随着溶液pH值的增加,PFOA截留率增大.这是因为溶液pH值越大,NF膜表面的负电量越多,膜与PFOA分子间的静电斥力越强,PFOA截留率越大.

3.3 当PFOA原液中加入无机盐时,PFOA的截留率增加,且溶液离子强度越高,PFOA截留率越大.这是因为膜表面和膜孔中的抗衡离子浓度都随着溶液离子强度的增加而升高,使膜孔内静电排斥作用减弱,从而引起膜孔收缩,加强NF膜的筛分作用,提高PFOA的截留率.

3.4 当PFOA原液中存在BSA时,PFOA的截留率提高了1.37%;当溶液中同时存在BSA和Na+时, PFOA的截留率又提高了2.04%.这是因为BSA堵塞膜孔,增强NF膜的筛分作用,且膜面负电量增加,增强静电排斥作用.此外,BSA吸附PFOA,增大PFOA的体积,提高NF膜的筛分作用,故PFOA的截留率升高.当BSA与Na+共存时,Na+中和了BSA及NF膜表面的负电荷,使形成的有机污染层更加厚且密实,增强了NF膜的筛分作用,降低了静电排斥作用,而PFOA去除率进一步升高证实了此时筛分作用主导PFOA截留.

[1] Lau C, Anitole K, Hodes C, et al. Perfluoroalkyl acids: a review of monitoring and toxicological findings [J]. Toxicological Sciences, 2007,99(2):366-394.

[2] 宋彦敏,周连宁,郝文龙,等.全氟化合物的污染现状及国内外研究进展[J]. 环境工程, 2017,35(10):82-86.

Song Y M, Zhou L N, Hao W L, et al. Pollution status of perfluorinated compounds and research progress at home and abroad [J]. Environmental Engineering, 2017,35(10):82-86.

[3] Krafft M P, Riess J G. Selected physicochemical aspects of poly-and perfluoroalkylated substances relevant to performance, environment and sustainability—Part one [J]. Chemosphere, 2015,129:4-19.

[4] 夏晓慧,牛增元,姚 鹏,等.皮革中全氟化合物检测技术研究进展[J]. 皮革科学与工程, 2019,29(2):33-39.

Xia X H, Niu Z Y, Yao P, et al. Research progress of detection technology of perfluorinated compounds in leather [J]. Leather Science and Engineering, 2019,29(2):33-39.

[5] 张 美,楼巧婷,邵倩文,等.全氟化合物污染现状及风险评估的研究进展[J]. 生态毒理学报, 2019,14(3):30-53.

Zhang M, Lou Q T, Shao Q W, et al. Current status of perfluorinated compound pollution and research progress in risk assessment [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2019,14(3):30-53.

[6] 吕雪艳,孙媛媛,于志国,等.全氟辛酸在沉积物-水界面污染及吸附迁移行为研究进展 [J/OL]. 应用生态学报, 2021:1-10.https: //doi.org/10.13287/j.1001-9332.202111.034.

Lv X Y, Sun Y Y, Yu Z G, et al. Research progress on pollution and adsorption and migration behavior of perfluorooctanoic acid at the sediment-water interface [J/OL]. Journal of Applied Ecology, 2021:1-10.https://doi.org/10.13287/j.1001-9332.202111.034.

[7] Lindstrom A B, Strynar M J, Delinsky A D, et al. Application of WWTP biosolids and resulting perfluorinated compound contamination of surface and well water in Decatur, Alabama, USA [J]. Environmental Science & Technology, 2011,45(19):8015-8021.

[8] Busch J, Ahrens L, Sturm R, et al. Polyfluoroalkyl compounds in landfill leachates [J]. Environmental Pollution, 2010,158(5):1467- 1471.

[9] Tang J, Liu Y, Su P, et al. Removal of COD, NH4-N, and perfluorinated compounds from wastewater treatment plant effluent using ZnO-coated activated carbon [J]. Water Science and Technology, 2020,81(11):2459-2470.

[10] Seo S H, Son M H, Choi S D, et al. Influence of exposure to perfluoroalkyl substances (PFASs) on the Korean general population: 10-year trend and health effects [J]. Environment International, 2018,113:149-161.

[11] Tanner E M, Bornehag C G, Gennings C. Dynamic growth metrics for examining prenatal exposure impacts on child growth trajectories: Application to perfluorooctanoic acid (PFOA) and postnatal weight gain [J]. Environmental Research, 2020,182:109044.

[12] Wang Y, Zhong Y, Li J, et al. Occurrence of perfluoroalkyl substances in matched human serum, urine, hair and nail [J]. Journal of Environmental Sciences, 2018,67:191-197.

[13] 魏 笑,金春姬,许振钰,等.掺硼金刚石膜电极降解水中全氟辛酸[J]. 中国海洋大学学报(自然科学版), 2021,51(3):93-99.

Wei X, Jin C J, Xu Z Y, et al. Degradation of perfluorooctanoic acid in water by boron-doped diamond film electrode [J]. Journal of Ocean University of China (Natural Science Edition), 2021,51(3):93-99.

[14] Pierpaoli M, Szopińska M, Wilk B K, et al. Electrochemical oxidation of PFOA and PFOS in landfill leachates at low and highly boron-doped diamond electrodes [J]. Journal of Hazardous Materials, 2021,403:123606.

[15] Qian Y, Guo X, Zhang Y, et al. Perfluorooctanoic acid degradation using UV–persulfate process: modeling of the degradation and chlorate formation [J]. Environmental Science & Technology, 2016, 50(2):772-781.

[16] 赵德明,丁 成,徐新华,等.超声波降解全氟辛烷磺酸和全氟辛酸的动力学[J]. 化工学报, 2011,62(3):829-835.

Zhao D M, Ding C, Xu X H, et al. Kinetics of ultrasonic degradation of perfluorooctane sulfonic acid and perfluorooctanoic acid [J]. Journal of Chemical Engineering, 2011,62(3):829-835.

[17] 陈 环,何浏洋,方继敏,等.全氟辛烷磺酸盐(PFOS)的吸附处理技术研究现状[J]. 广东化工, 2018,45(2):90-91.

Chen H, He L Y, Fang J M, et al. Current Research Status of perfluorooctane sulfonate (PFOS) adsorption treatment technology [J]. Guangdong Chemical Industry, 2018,45(2):90-91.

[18] Steinle-Darling E, Reinhard M. Nanofiltration for trace organic contaminant removal: structure, solution, and membrane fouling effects on the rejection of perfluorochemicals [J]. Environmental Science & Technology, 2008,42(14):5292-5297.

[19] Han Y, Xu Z, Gao C. Ultrathin graphene nanofiltration membrane for water purification [J]. Advanced Functional Materials, 2013,23(29): 3693-3700.

[20] Zhao C, Hu G, Hou D, et al. Study on the effects of cations and anions on the removal of perfluorooctane sulphonate by nanofiltration membrane [J]. Separation and Purification Technology, 2018,202:385- 396.

[21] Wang J, Wang L, Xu C, et al. Perfluorooctane sulfonate and perfluorobutane sulfonate removal from water by nanofiltration membrane: The roles of solute concentration, ionic strength, and macromolecular organic foulants [J]. Chemical Engineering Journal, 2018,332:787-797.

[22] Jafari M, D'Haese A, Zlopasa J, et al. A comparison between chemical cleaning efficiency in lab-scale and full-scale reverse osmosis membranes: Role of extracellular polymeric substances (EPS) [J]. Journal of Membrane Science, 2020,609:118189.

[23] Fagbayigbo B O, Opeolu B O, Fatoki O S, et al. Validation and determination of nine PFCS in surface water and sediment samples using UPLC-QTOF-MS [J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2018,190(6):1-18.

[24] 金 叶,章宏梓,吴礼光,等.纳滤膜对邻苯二甲酸酯的动态吸附行为及截留特性[J]. 水处理技术, 2011,37(12):59-63.

Jin Y, Zhang H Z, Wu L G, et al. Dynamic adsorption behavior and retention characteristics of phthalate esters by nanofiltration membrane [J]. Water Treatment Technology, 2011,37(12):59-63.

[25] Toure H, Anwar Sadmani A H M. Nanofiltration of perfluorooctanoic acid and perfluorooctane sulfonic acid as a function of water matrix properties [J]. Water Supply, 2019,19(8):2199-2205.

[26] 张 长,于 茜,曾光明,等.全氟辛酸(PFOA)紫外光化学降解特性与机理 [J].中国科学:化学, 2011,41(6):964-975.

Zhang C, Yu Q, Zeng G M, et al. Characteristics and mechanism of ultraviolet photochemical degradation of perfluorooctanoic acid (PFOA) [J]. Science in China: Chemistry, 2011,41(6):964-975.

[27] Lee S, Cho J, Elimelech M. Combined influence of natural organic matter (NOM) and colloidal particles on nanofiltration membrane fouling [J]. Journal of Membrane Science, 2005,262(1/2):27-41.

[28] Coronell O, Mariñas B J, Zhang X, et al. Quantification of functional groups and modeling of their ionization behavior in the active layer of FT30reverse osmosis membrane [J]. Environmental Science & Technology, 2008,42(14):5260-5266.

[29] Chen D, Werber J R, Zhao X, et al. A facile method to quantify the carboxyl group areal density in the active layer of polyamide thin-film composite membranes [J]. Journal of Membrane Science, 2017,534: 100-108.

[30] Plakas K V, Karabelas A J. Removal of pesticides from water by NF and RO membranes—a review [J]. Desalination, 2012,287:255-265.

[31] Oatley D L, Llenas L, Pérez R, et al. Review of the dielectric properties of nanofiltration membranes and verification of the single oriented layer approximation [J]. Advances in Colloid and Interface Science, 2012,173:1-11.

[32] Tsai Y T, Yu-Chen Lin A, Weng Y H, et al. Treatment of perfluorinated chemicals by electro-microfiltration [J]. Environmental Science & Technology, 2010,44(20):7914-7920.

[33] 高晓琪,俞开昌,王小亻毛.疏松型纳滤膜对饮用水中无机阳离子的截留特性及分离选择性[J]. 环境科学学报, 2020,40(8):2700-2707.

Gao X Q, Yu K C, Wang X M. Retention characteristics and separation selectivity of loose nanofiltration membranes for inorganic cations in drinking water [J]. Journal of Environmental Science, 2020,40(8): 2700-2707.

[34] Boussahel R, Montiel A, Baudu M. Effects of organic and inorganic matter on pesticide rejection by nanofiltration [J]. Desalination, 2002,145(1-3):109-114.

[35] 杨若松,王 磊,王佳璇,等.有机物对聚酰胺复合纳滤膜硫酸钙结垢的影响[J]. 哈尔滨工业大学学报, 2016,48(8):84-90.

Yang R S, Wang L, Wang J X, et al. Effect of organic matter on calcium sulfate scaling of polyamide composite nanofiltration membrane [J]. Journal of Harbin Institute of Technology, 2016,48(8):84-90.

[36] Liao C, Li X, Wu B, et al. Acute enhancement of synaptic transmission and chronic inhibition of synaptogenesis induced by perfluorooctane sulfonate through mediation of voltage-dependent calcium channel [J]. Environmental Science & Technology, 2008,42(14):5335-5341.

[37] 岳向雷,王 磊,王佳璇,等.蛋白质及无机离子对纳滤膜去除PFOS的影响[J]. 中国环境科学, 2019,39(5):2007-2013.

Yue X L, Wang L, Wang J X, et al. Effects of protein and inorganic ions on the removal of PFOS by nanofiltration membrane [J]. China Environmental Science, 2019,39(5):2007-2013.

[38] Nghiem L D, Hawkes S. Effects of membrane fouling on the nanofiltration of pharmaceutically active compounds (PhACs): mechanisms and role of membrane pore size [J]. Separation and Purification Technology, 2007,57(1):176-184.

Effects of solution characteristics and coexisted substances on the removal of perfluorooctanoic acid from water by nanofiltration membrane.

WANG Jia-xuan1,2,3,4*, HU Yu-ning1, YUE Xiang-lei4,5, WANG Lei4,5, LIU Zhe5

(1.School of Architecture and Civil Engineering, Xi’an University of Science and Technology, Xi’an 710054, China；2.Post-doctoral Research Center of Mining Engineering, Xi’an University of Science and Technology, Xi’an 710054, China；3.Ecology and Environment Bureau of Yulin, Yulin 719000, China；4.Research Institute of Membrane Separation Technology of Shaanxi Province, Xi’an University of Architecture and Technology, Xi’an 710055, China；5.School of Environmental and Municipal Engineering, Xi’an University of Architecture and Technology, Xi’an 710055, China)., 2022,42(2)：665～671

Polyamide composite nanofiltration (NF) membrane was used to remove persistent organic pollutant-perfluorooctanoate acid (PFOA) from water. This research investigated the influence of PFOA concentration, ionic strength, pH value, typical macromolecular organic matter-bovine serum albumin (BSA), and the coexistence of BSA and Na+in feed solution on PFOA rejection, respectively. The filtration experiments were conducted at an operating pressure of 0.8MPa for 24h. Results showed that the retention of PFOA increased with increasing PFOA concentration. The higher the ionic strength or pH of the feed solution, the higher the rejection rate of PFOA was. When BSA presented in PFOA feed solution, BSA could not only block some membrane pores, but also form an organic fouling layer on the membrane surface which increased the negative charge of the membrane surface. Thus, both size exclusion and electrostatic repulsion abilities of the NF membrane were enhanced. When BSA coexisted with Na+in the feed water, the pore blocking degree of the NF membrane was more serious. The presence of Na+made the organic fouling layer much thicker. Therefore, the sieving capacity of the NF membrane was enhanced.

perfluorooctanoate acid；polyamide composite nanofiltration membrane；solution characteristics；bovine serum albumin；inorganic ions

X703.5

A

1000-6923(2022)02-0665-07

王佳璇(1990-),女,陕西渭南人,讲师,博士,主要从事纳滤膜法水处理理论与应用研究.发表论文20余篇.

2021-07-21

西安科技大学博士启动基金资助项目(2018QDJ023);国家自然科学基金青年基金资助项目(51808442,51808432);陕西省自然科学基础研究计划-一般项目(青年)(2019JQ-529);榆林市科技计划项目(2019-136,CXY-2020-101);中国博士后科学基金资助面上项目(2020M683679XB)

* 责任作者, 讲师, wangjiaxuan90@126.com