正渗透技术处理电镀废水
电镀废水处理技术
电镀废水处理技术电镀废水处理技术是一种对电镀行业产生的废水进行处理的技术。
它是为了减少电镀过程中产生的废水对环境造成的污染而研发的一种技术。
电镀废水中含有大量有害物质，如重金属离子、有机物等，如果不经过处理直接排放到环境中，将会对周围的土壤、水源和空气造成严重的污染，危害人类健康。
因此，电镀废水处理技术的研发和应用至关重要。
电镀废水处理技术的主要方法有以下几种：1. 化学沉淀法：这是一种通过向废水中加入化学沉淀剂，使废水中的有害物质与沉淀剂反应生成沉淀物而达到净化目的的方法。
常用的化学沉淀剂有氢氧化钙、氢氧化铁等。
这种处理方法可以有效去除废水中的重金属离子，但对有机物的去除效果较差。
2. 吸附法：吸附法是利用吸附剂吸附废水中的有害物质，达到净化废水的目的。
常用的吸附剂有活性炭、改性沸石等。
这种方法可以去除废水中的有机物和重金属离子，但吸附剂的再生和废弃物处理比较麻烦。
3. 膜分离法：膜分离法是利用膜的选择性通透性，将废水中的有害物质通过膜的分离效果去除的方法。
常用的膜有微滤膜、超滤膜、逆渗透膜等。
这种方法可以去除废水中的溶解性有机物、重金属离子等，但需要提供一定的压力或应用电场。
4. 活性污泥法：活性污泥法是将废水通过生物反应器，利用活性污泥中的微生物对废水进行降解有害物质的方法。
这种方法可以去除废水中的有机物，但对重金属离子的去除效果较差。
除了上述的处理方法外，还有一些辅助处理技术，如电解技术、氧化技术等。
这些技术可以与主要处理技术相结合，提高废水处理效果。
但是，需要注意的是，不同的电镀废水处理技术适用于不同的废水处理情况。
在选择合适的处理技术时，需要根据废水的成分和水质要求等因素进行综合考虑。
此外，电镀废水处理技术在实际应用过程中还存在一些问题和挑战。
首先，成本问题。
一些高效的废水处理技术，如膜分离法和氧化技术，对设备和能源的要求较高，增加了处理成本。
其次，处理后的废水排放标准和环境保护要求不同。
正渗透技术处理水和废水
正渗透技术处理水和废水1 引言膜分离技术由于出水水质高、设备简单易操作、能耗相对较低、适应性强等特点，在水处理领域获得越来越多的关注.目前应用于水处理领域的几种膜分离技术.其中微滤(microfiltration，MF)、超滤(ultrafiltration，UF)、纳滤(nanofiltration，NF)和反渗透(reverse osmosis，RO)由机械压力驱动传质过程，是水和废水处理的常规技术.其他膜技术，如温度差驱动的膜蒸馏技术(membrane distillation，MD)，电场驱动的电渗析技术(electro-dialysis，ED)，一些由化学反应驱动的膜吸收技术(membrane absorption，MA)等也成为水处理领域的新型技术.正渗透(forward osmosis，FO)是一种由渗透压(浓度差)驱动的新型膜技术.可用于海水脱盐、废水处理等方面.FO膜是一种渗透膜.名义孔径在1 nm以下，用于截留溶解性离子和盐类等物质，与RO 相当.但与RO相比，FO无需外加机械压力，具有低压操作、低膜污染、高截留的优点，近年来在水处理领域受到较多关注.2 FO原理(Basic principle of FO)FO膜是一种选择性渗透膜，膜的一侧是低渗透压的待处理水，另一侧是高渗透压的汲取液，水分子透过FO膜从低渗透压侧扩散到高渗透压侧，从而实现水与杂质的分离(图 1).该过程的驱动力是膜两侧溶液的渗透压差，不需外界提供压力.图 1 FO工艺的原理示意图2.1 FO应用与运行效果2.1.1 海水(浓盐水)脱盐FO已被用于含盐废水、含盐地下水、盐湖水和海水的脱盐.大多数为实验室规模的小试研究，汲取液采用难挥发性(NaCl，Na2SO4，MgSO4等)或挥发性(NH3/CO2和NH4HCO3)盐溶液.其中Zhao等进行的盐湖水脱盐，回收率达到70%.McGinnis等采用中试规模的FO处理高盐水(TDS>70，000 ppm)，回收率达到60%，与蒸发浓缩技术相当，出水水质达标(美国宾州地表水排放标准TDS < 500 mg·L-1，氯化物 < 250 mg·L-1，钡 < 10 mg·L-1钡，锶 < 10 mg·L-1).2.1.2 城市污水处理Li等采用实验室规模FO处理模拟城市径流，发现FO能保持较高的渗透水通量和截留率，实现稳定运行，微量金属离子、磷、硝酸盐和总氮的截留率可分别达到98%~100%、97%~100%、52%~94%和65%~85%，能够克服传统膜技术能耗高等缺陷.Linares等也利用FO处理模拟城市污水，进行实验室规模的研究，多数微量金属离子的截留率均高于99%，COD 和磷的截留率将近99%，氨和总氮的截留率可分别达到67%~68%和56%~59%.FO作为城市污水的一种处理方法，实现其稳定、连续和长期运行是重要目标.2.1.3 污水深度处理Cath等利用生活污水处理厂的二级和三级处理单元的出水和被污染的地表水作为待处理水，通过FO技术来制备饮用水，其对有机化合物的截留率较高(双氯芬酸>99%，二甲苯氧庚酸>80%，萘普生>90%，水杨酸>72%).在放大规模的中试试验中，FO对氨、硝酸盐和紫外(UV)吸收类化合物的截留率分别达到74%、78%和85%;Yangali-Quintanilla等也采用二级出水(沙特阿拉伯的吉达鲁韦斯污水处理厂)作为待处理水，间接稀释红海的海水，能量消耗为1.5 kWh·m-3，低于RO工艺的能耗(2.5~4 kWh·m-3).2.1.4 特殊类型废水FO还被用于染料废水、太空废水、含油废水、含氯废水、垃圾渗滤液等特殊类型废水处理的研究中.Ge等对染料(酸橙8)废水进行浓缩处理，浓缩倍数达3;同样，Zhao等也对染料(活性艳红K-2BP)废水进行处理，截留率基本为100%.此外，FO被应用到太空废水的回用，废水中所含的尿素被完全截留，废水的回收率达95%以上，.Hickenbottom等采用FO对原油和天然气开采时产生的钻井污泥及废水进行处理，水回收率为80%以上;Zhang等利用FO处理含油废水，废水中的油分子、NaCl和醋酸被截留，水回收率可达90%.Kong等利用FO处理含氯废水中的九种卤乙酸，截留率达73.8%.Cath等提到Osmotek(现HTI公司)利用中试规模FO处理垃圾渗滤液，平均水回收率达91.9%，多数有害物的截留率高于99.0%，最终出水污染物排放量达到美国污染物排放系统规定的标准.3 影响FO运行的因素3.1 膜FO膜是由支撑层和活性层构成的非对称性结构.支撑层使FO膜拥有较好的机械强度，结构相对疏松.而活性层相对于支撑层要薄，结构致密，透水性和截留性好，在FO分离过程中起关键作用.理想的FO膜需要满足以下要求：①高水通量和高盐截留量;②低浓差极化;③较强的耐酸碱性.3.1.1 膜材料(制备与改性)最早的商业化的FO膜是美国HTI公司生产的三醋酸纤维素膜/醋酸纤维素膜(cellulose triacetate/cellulose acetate，CTA/CA).该纤维素膜有亲水性强，高水通量，低膜污染和高机械强度，耐氯等优点，但是易水解、耐酸碱性差(pH 3~8).后来生产的复合薄膜(thin-film composite，TFC)，材质是聚酰胺，该膜克服了前者的缺点，在pH为2~11都有较好的渗透性和稳定性，同时具有很好的耐压性.疏水性的支撑层提高了TFC膜的水通量，减小了内部浓差极化.近年来研究者针对不同需求制备FO膜.采用相转化法制备CTA/CA膜.研究者发现影响制备的条件主要为环境湿度、凝胶浴温度、热处理温度、填充剂和退火温度.也有研究者采用界面聚合法制备TFC膜，基膜为聚醚砜或聚砜，以间苯二胺(MPD)、均苯三甲酰氯(TMC)等作溶剂，在基膜上进行聚合得到复合膜.樊晋琼等通过超声将不同量的TiO2颗粒分散(约5 min)在水相或有机相中，采用界面聚合制备了TiO2/聚酰胺复合膜，膜的水通量是未添加TiO2膜的2倍，截盐率可以达到99.9%.此外，一些研究者为了缓解FO膜污染或提高FO截留效果对现有FO膜进行化学改性.Nguyen等采用两性离子氨基酸(L-DOPA)对CTA膜支撑层表面进行修饰，发现修饰后的膜具有更强的亲水性和防垢性，其污染程度要比未修饰膜低30%.Castrillón等用伯胺和聚乙二醇对TFC膜进行表面修饰，修饰后的膜防垢性同样增强，修饰后和未修饰的膜的水通量降低量分别是7.2%±2%和15.7%±5.3%.Wang等通过对二苄氯和聚苯并咪唑的交联实现了对FO 膜孔径的控制，使FO对氯化钠的截留率高达99.5%.3.1.2 膜性质目前已知对FO运行效果有影响的膜性质主要为表面电荷、亲疏水性、粗糙度、活性层及支撑层的厚度、孔隙率、弯曲度和孔结构等.FO膜表面往往带负电荷，会与被截留的污染物产生静电(排斥或吸引)作用，从而影响污染物的去除.疏水性相对较强的膜会使疏水的物质在膜表面沉积，形成污染层.膜表面形貌(粗糙度)也会影响污染物与膜之间的作用力，从而对膜污染产生影响.而活性层及支撑层的厚度、孔隙率、弯曲度和孔结构则更多地影响内外部浓差极化，详见本文4.1节.3.1.3 膜方向FO膜是非对称性膜，支撑层疏松，活性层致密.水处理过程中根据活性层朝向分为两种运行模式：活性层朝向原水(active layer facing the feed solution，AL-FS)和活性层朝向汲取液(active layer facing the draw solution，AL-DS).膜方向对水通量、截留率和膜污染也有较大影响.多数学者认为AL-FS比AL-DS模式具有优势.研究者在FO截留微量硼、砷、药物(卡马西平，磺胺甲恶唑)、卤乙酸(HAA)、二级出水中所含有机物(腐殖酸，生物聚合物，小分子酸等)的研究中发现AL-DS模式下，水通量虽然高，但会发生严重的内部浓差极化和膜污染，因此降低污染物的去除率.也有学者认为AL-DS模式更好.Zheng等采用FO对水中四环素进行去除的过程中发现当pH为7~8时，四环素带负电，由于FO膜支撑层所带的负电荷要高于活性层，在AL-DS模式下增强了膜与四环素之间的排斥作用，提高了其截留率.此外，Zhao等认为膜方向的选择决定于废水的成分，当处理高污染的废水(废水回用，膜生物反应器和食物蛋白的浓缩)或含盐量较高的水(海水脱盐和盐水浓缩)时，膜方向应选用AL-FS模式，可以减少膜污染，实现稳定和高水通量的运行;反之，则采用AL-DS模式.3.2 汲取液汲取液产生FO的推动力，对FO效率具有直接影响.汲取液再生一直是限制FO广泛应用的关键问题之一.汲取液的选取应该满足以下要求：高于原水的渗透压、易于再生、低返混扩散性、安全无毒、成本低、抗生物污损等.3.2.1 汲取液种类(1)无机盐类质量分数小，水溶性强的无机盐，可以产生高的渗透压，使FO具有较高的水通量.如KHCO3，NaHCO3，KCl，NaNO3和KNO3，NaCl等.质量分数相对较高的无机盐，如NH4H2PO4、(NH4)2HPO4、Ca(NO3)2、(NH4)2SO4等，往往具有溶质返混通量较低的优势.从降低汲取液再生成本角度，一些无机盐具有自身特性.如MgSO4和Na2SO4，由于SO42-可以被NF膜截留，因此可采用NF替代RO进行再生.NH4HCO3用作汲取液，通过适当加热，可生成氨气和二氧化碳(继续回用)，从而得到较纯净的水，与现有的膜技术相比，能耗节省72%~85%.CuSO4作为汲取液时，回收时采用与Ba(OH)2发生置换反应，生成Cu(OH)2和BaSO4沉淀的方法，此过程无能量消耗，而且生成的Cu(OH)2还可以通过与H2SO4反应得到CuSO4，继续作为汲取液重复使用.某些含氮、磷、钾等无机盐是化肥中所含的主要成分，因此，被稀释后的汲取液可以直接进行农业灌溉，降低了回收再生的能耗费用.另外，海水作为汲取液，被稀释的海水在进一步进行海水淡化时，能耗和成本大大降低.选取汲取液时，还需考虑待处理水的成分.当待处理水中含有结垢的先驱物(Ba2+、Ca2+、Mg2+、SO42-和CO32-)时，MgCl2因不易结垢被认为是最好的汲取液.(2)有机类小分子有机类汲取液，易挥发回收.如Stone等采用一种由叔胺、二氧化碳和水的混合物作，称为可变极性溶剂(Switchable polarity solvents，SPS)作为汲取液.能够产生较高的渗透压(>13 Osm·kg-1).该汲取液通过鼓入CO2和氮气，适当的加热便可回收.还有研究者选用甲醚作为汲取液，将其放置在室温下，便可以挥发，实现分离，基本无能量的消耗.大分子有机类汲取液，具有低溶质返混通量等特点.如2-甲基咪唑基类化合物，两性离子(甘氨酸、脯氨酸、甜菜碱)，EDTA钠盐，复杂化合物Na4[Co(C6H4O7)2]·2H2O(Na-Co-CA)，木质素磺酸钠(NaLS)，磷腈钠盐和锂盐等可以产生高的渗透压.聚合高分子电解质使FO具有高水通量，高盐截留率，基本无溶质返混现象，也可作FO 汲取液.聚丙烯酰胺(PAM)，聚合水凝胶，胶质溶液，可产生较稳定的渗透压和水通量，溶质返混通量要远远低于其他汲取液.一些热敏性和水溶性较强的聚合高分子电解质，在45℃，2 bar条件下通过热UF过程便可回收.(3)纳米材料超亲水性的纳米颗粒，直径大约为5 nm，可产生较高的渗透压，可用于FO系统.Na等合成了一种超强亲水性柠檬酸磁性纳米材料(cit-MNPs).该材料被作为一种适用的汲取液应用到FO中.3.2.2 汲取液浓度汲取液浓度影响水通量.主要原因是浓度升高导致其渗透压升高，膜两侧的渗透压差(πD-πF)变大，渗透驱动力变大，水通量升高.有研究认为在一定的浓度范围内，水通量随着汲取液浓度的增加而增加，超过一定值后，水通量不再变化.如Cornelissen等采用ZnSO4作为汲取液时，浓度在0.5~2.3 mol·L-1范围内，水通量随浓度的增加而增加，超过2.3 mol·L-1，水通量基本不变;除此之外，Hau等用EDTA作为汲取液时，当浓度超过1.0 mol·L-1，水通量维持不变，原因是水通量的升高加重了支撑层内稀释型内部浓差极化.汲取液浓度对溶质返混通量的影响见解不一.有研究认为影响较小，基本可以忽略.也有研究汲取液(EDTA钠盐)浓度较低时，溶质返混通量随着汲取液浓度的增加而增加;浓度较高时，溶质返混通量变化不明显(Hau et al.，2014).汲取液浓度的增大可能增加溶液的粘度，从而增加泵的能耗.3.3 原水性质3.3.1 原水组成根据原水中主要物质组成可将原水分为无机类和有机类.其中无机类主要是含盐水.有机类包括染料废水、太空废水、含油废水，含氯水(卤乙酸)、城市污水，地表水中污染物(PhACs，TrOCs)等，详见本文2.1~2.4节应用部分.3.3.2 原水浓度原水中盐浓度的升高导致原水侧渗透压升高，膜两侧的渗透压差(πD-πF)变小，渗透驱动力变小，水通量降低，截留率降低不明显.3.4 运行条件3.4.1 温度温度影响FO的水通量、溶质返混通量和膜污染.温度升高使溶液的粘度降低，扩散和传质系数提高，减小浓差极化，提高水通量.温度升高，会使溶液渗透压升高，最终使水通量增加，见公式(1)：(1)式中，π是渗透压(bar)，R是气体常数(8.314 J·mol-1·K-1)，T、V、aW分别是是温度(K)、摩尔体积(18 mL·mol-1)和水的活度.3.4.2 pHpH改变影响膜表面性质，进而影响FO的水通量和截留效果.研究者发现pH的改变会引起交联膜聚合结构构象和表面疏水性的改变，随着pH的增加，膜表面的电负性增强，使聚合物基体上可电离官能团之间的排斥作用增强，最终使平均孔径变大，渗透水通量增加;另外，随着pH增加，膜表面的亲水性会增强，有利于提高水通量.Xie等发现当pH高于5.8时，原水中模拟污染物磺胺甲恶唑呈电负性，pH升高使FO膜AL表面电负性增强，因此膜表面与污染物之间的斥力增强，从而提高了污染物的截留率(Xie et al. 2012).pH改变影响原水中污染物化学形态，进而影响FO的截留率.如Kim等用FO截留B3+时，当pH升高，B3+与OH-结合生成B(OH)3，水合半径增大，更易被截留;当pH继续升高，B(OH)3水进一步水解为B(OH)4-，B(OH)4-与FO膜表面负电荷产生排斥作用，截留率进一步提高.Xie 发现pH在3.5～7.5范围变化时，原水中的卡马西平呈电中性，因此不受膜表面电荷变化的影响，截留率也不受影响;但pH高于5.8时，呈现电负性的磺胺甲恶唑的截留率随pH升高而升高.pH改变影响汲取液溶质化学形态，进而影响返混通量.Hau等利用EDTA钠盐作为汲取液时，当pH高于7时，EDTA4-本身会结合自由态的Na+，生成Na[EDTA]3-，降低汲取液的返混通量.3.4.3 流速和流向原水和汲取液的流速升高，增大膜表面的水流剪切力，可以产生较快的渗透流稀释作用，提高传质系数，降低外部浓差极化，从而使FO水通量增加.但有些研究者认为当流速在小范围改变时，并不足以引起传质及外部浓差极化的改变.流向指原水流和汲取液流的相对方向，为顺流或逆流.但可能由于FO研究的规模都很小，流向对FO的影响并未体现出来.4 存在问题虽然FO成为近年来的研究热点，但目前仍未得到广泛应用，浓差极化、膜污染、汲取液溶质返混，汲取液的后处理等问题亟待解决.4.1 浓差极化4.1.1 外部浓差极化和内部浓差极化外部浓差极化发生在FO膜外部，即活性层和支撑层的表面.可分为浓缩型外部浓差极化和稀释型外部浓差极化.当采用AL-FS模式时，原水中水分子通过FO膜时，溶质(污染物)被截留，在膜的活性层与原水界面区域溶质浓度越来越高，发生浓缩型外部浓差极化(图2a)，在膜的支撑层与汲取液界面区域溶质浓度会被水稀释;当采用AL-DS模式时，水分子通过FO膜进入汲取液，膜的活性层与汲取液界面区域汲取液被稀释，溶质浓度降低，发生稀释型外部浓差极化(图 2b)，同时在膜的支撑层与原水界面区域发生浓缩型浓差极化.内部浓差极化发生在FO的支撑层内部，分为浓缩型内部浓差极化和稀释型内部浓差极化.当AL-FS 时，发生稀释型内部浓差极化(图 2a蓝色区域);当AL-DS时，发生浓缩型内部浓差极化(图2b蓝色区域).与发生在支撑层内部浓差极化相比，发生在支撑层外部的浓差极化可以被忽略.图 2内部浓差极化和外部浓差极化(a. AL-FS模式下的浓缩型外部浓差极化和稀释型内部浓差极化, b. AL-DS模式下的稀释型外部浓差极化和浓缩型内部浓差极化)4.1.2 浓差极化对水通量的影响(1)外部浓差极化2006年，McCutcheon等根据薄膜理论分析外部浓差极化.浓缩型外部浓差极化仅发生在原水侧：(2)稀释型外部浓差极化与浓缩型浓差极化相似，但是仅发生在汲取液侧：(3)式中，πFeed，m和πDraw，b分别是原水一侧膜表面和主体溶液的渗透压;πDraw，m 和πDraw，b分别是汲取液一侧膜表面和主体溶液的渗透压(bar);JW是水通量(L·m-2·h-1);κ是传质系数(m·s-1).传质系数κ与Sh密切相关，其中(4)式中，D是溶质的扩散系数(m2·s-1);dh是水力直径(m);Sh舍伍德数由公式(5)(6)获得：(5)(6)式中，Re是雷诺数，Sc是施密特数，L是管道长度(m).(7)式中，L，H分别是矩形槽的长(m)和高(m).水通量可以简化为：(8)式中，A是水透过膜的渗透系数(m3·m-2·s-1·bar-1).由公式(2)(3)(8)，McCutcheon and Elimelech得到水通量可以表示为(9)该公式既包含了浓缩型外部浓差极化，也包含了稀释型外部浓差极化. 随后，Zhao等对该公式进行了修正，得到(10)但该模型并不包含内部浓差极.(2)内部浓差极化有学者采用溶液扩散理论对内部浓差极化进行研究，得到水通量公式(11：(11)式中，K为溶质在多孔支撑层内的阻力系数(s·m-1).而(12)式中，t、τ、ε为支撑层的厚度(m)、弯曲度、孔隙率.但是公式(12)仅适用于水通量较小的情况，对FO膜而言，水通量相对较大，因此需要深入研究，分别讨论浓缩型和稀释型内部浓差极化.对于浓缩型内部浓差极化(AL-DS模式下)和稀释型内部浓差极化(AL-FS模式下)，水通量的表达式分别如公式(13)和(14)：(13)(14)式中，B是溶质的渗透系数(m·s-1).(3)内部浓差极化和外部浓差极化为更好地表达浓差极化对水通量的影响，将以上内部浓差极化和外部浓差极化公式综合得到AL-DS和AL-FS模式下的浓差极化公式(15)(16)：AL-DS模式(15)AL-FS模式(16)4.1.3 浓差极化的控制两种类型外部浓差极化均降低膜两侧的渗透压，使水通量降低.外部浓差极化可以通过增大流速，加剧膜表面湍流程度，增大膜表面剪切力等方法，使膜表面溶液浓度与主体溶液浓度尽可能地达到均一来削减其影响，也可以通过降低水通量，减小膜表面溶液浓度的变化，从而缓解外部浓差极化.内部浓差极化发生在支撑层内部，由公式(12)来看内部浓差极化与FO膜支撑层的弯曲度τ、厚度t、隙率ε、溶质的传质系数D有关，因此削减内部浓差极化，必须从膜制备和膜改性等方面考虑，使之成为无多孔支撑层结构的膜，使溶质分子无法渗透进入支撑层内部.4.2 膜污染膜污染问题是几乎所有膜分离技术的重要问题.膜污染使FO水通量下降.但在某些条件下可以有限的提高目标污染物的截留率，如Hancock等采用FO对TrOC(医药、个人护肤品，增塑剂和阻燃剂)进行截留，发现由于膜污染，污染物的截留率>99%;而对于微污染物，Linares等发现污染后的FO膜对亲水类中性化合物、疏水类中性化合物和离子态化合物的的截留率均高于未发生污染的膜.但膜污染过于严重时，会影响出水水质，甚至会增加能耗和处理成本.FO膜污染几乎是可逆的，比RO过程中发生的膜污染程度轻.原因是FO操作时压力小，形成的污染层较疏松，通过简单的物理清洗就可以去除.但若长期应用到实际废水的过滤工艺中，也会产生不可逆的膜污染，需要通过选择合适的化学试剂进行清洗，来恢复其通量.4.2.1 膜污染类型膜污染包括有机污染、无机污染和微生物污染.更多FO研究针对的是有机污染.有机污染与分子内的粘附力有紧密关系，而且有机物之间的相互作用也可能影响膜污染的速度和程度.FO膜表面的有机污染是由化学作用和水力作用共同导致，化学作用主要是架桥，水力作用包括渗透拖曳力和表面剪切力.能够在膜表面形成有机污染的物质包括海藻酸钠，牛血清白蛋白，腐殖酸，富里酸，溶菌酶等.导致膜表面无机污染的污染物主要为钙、硅等.钙离子除了直接在膜表面形成无机结垢污染，还能通过使有机污染物之间产生架桥作用，加重有机污染.硅纳米颗粒主要是在膜表面形成胶体污染.生物污染主要由水中的微生物及其所分泌的胞外多聚物(EPS)导致，尤其是在FO-MBR 中，原因是FO膜多呈疏水性膜，而生物聚合物中的蛋白质也多为疏水性物质，容易在膜表面沉积.4.2.2 膜污染的影响因素FO膜的亲疏水性，膜表面电荷，粗糙度，表面官能团对膜污染均有影响.对膜表面进行修饰或合成新复合薄膜，改变膜表面特性，可以使其防垢性增强.原水中的污染物也影响膜污染.往往污染物-膜表面、污染物之间会产生协同作用，使污染加重，水通量下降.操作条件对膜污染也有影响，主要是膜方向、温度和流速.AL-DS模式比AL-FS模式更易受污染.温度升高会使膜结垢和清洗问题加剧.温度的改变还会改变污染物的对流和扩散作用，从而影响膜污染.流速的提高可以增强膜表面的水力剪切作用，防止污染物在膜表面沉积.4.3 汲取液溶质返混FO过程中，由于膜两侧的浓度不同，汲取液中的溶质会通过FO膜进入原水中，这种现象被称为汲取液溶质返混.溶质返混使渗透压降低，引起膜污染，从而影响FO的稳定运行.溶质返混现象在FO过程中是不可避免的，受到汲取液物化性质(扩散性，离子或分子尺寸，粘度)，流速，膜结构，内外浓差极化等因素的影响.4.4 汲取液再生汲取液再生是影响FO技术能耗的关键.传统用RO再生能耗太高.目前，汲取液的再生方法包括：①直接利用，如灌溉、沙漠修复;②热分离;③膜分离技术，如RO、NF、UF、MD、ED;④化学反应沉淀;⑤刺激响应及其相关的组合工艺等.汲取液再生是影响FO技术能耗的关键.传统用RO再生能耗太高.目前，汲取液的再生方法包括：①直接利用，如灌溉、沙漠修复;②热分离;③膜分离技术，如RO、NF、UF、MD、ED;④化学反应沉淀;⑤刺激响应及其相关的组合工艺等.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。
试析正渗透技术在水和废水处理中的应用
试析正渗透技术在水和废水处理中的应用摘要：正渗透技术是渗透压进行驱动的膜技术，与过去传统机械压力驱动膜技术相比具有较多优点，例如出水水质良好、能耗较低、设备应用便捷性较高、污染低等基本特点。
近些年我国在水与废水处理中开始对正渗透技术的应用进行探析，从实际应用中可以看出目前正渗透技术仍旧存在相应问题，使得技术全面推广受限。
本文以下主要对正渗透技术在水与废水处理中的应用进行探析，为技术的发展提供相应建议。
关键词：正渗透技术；水和废水处理；应用随着社会各个领域的全面发展，针对水和能源可持续发展问题开始更加关注，净水生产是能量密度较高的过程，如何在低耗能前提下满足基本用水需求是社会发展新时期需要解决的重点问题。
膜分离技术因出水水质较高，设备操作便捷等诸多优势当前在水处理领域中受到广泛关注，在现阶段水处理领域中常用的膜分离技术主要有超滤、微滤、反渗透和纳滤等。
正渗透技术是一种渗透压驱动的新型膜技术，在水与废水处理中应用价值较高。
一、正渗透技术基本原理概述（图1 正渗透与反渗透原理示意图）在正渗透技术应用过程中，水通过半透膜从原料液侧渗透到浓度较高的DS侧，或是离子不能全面通过半透膜。
从而使得水和溶质之间产生分离。
在实际应用中，水会不断进行渗透，逐步进入到DS侧，实际浓度值会不断被稀释，渗透压也会逐步降低，此时FS侧浓度值会不断提升，渗透压会逐步增加。
等到膜两侧位置渗透压差和液面位差相等时，渗透过程结束。
实际上，正渗透不需要添加相应外部压力，通过膜两侧渗透压差能够对此过程基本驱动力进行分析，正渗透基本原理如图一所示[1]。
二、正渗透技术应用中存在的问题分析正渗透技术与传统膜技术相比，在应用性能等诸多方面存在一定优势，但是也存在较多问题，此类问题对正渗透技术全面推广造成的一定限制性，所以需要重点对此类问题进行解决。
正渗透技术应用中浓差极化是主要问题，浓差极化分为内部和外部浓差极化，又能分为浓缩型与稀释型。
内外浓差极化产生的主要区别在于正渗透技术的支撑层内部与外膜部差。
污水进入正渗透膜工作原理
污水进入正渗透膜工作原理
正渗透膜是一种可以将污水中的杂质和溶解物分离出来的膜技术。
其工作原理基于溶液的浓度差异和膜的选择性通透性。
在正渗透膜中，膜材料通常是半透性的，即只允许某些特定的溶质通过而阻止其他溶质的通过。
而污水中含有各种溶解的有机物、无机盐和杂质，这些溶质的浓度较高。
当污水和正渗透膜接触时，由于膜的选择性通透性，溶液中低浓度的溶质会通过膜而进入膜的另一侧，而高浓度的溶质则被阻止在膜的一侧。
这样，污水中的杂质和溶解物就能被隔离出来。
同时，通过正渗透膜的分离作用，可以将溶液的浓度调整为相对较低的纯水，即透过膜的水分子。
这样，我们可以达到净化和去除污水中有害物质的目的。
需要注意的是，正渗透膜的工作原理通常是通过外加压力来实现的。
由于污水中的溶质浓度较高，需要施加足够的压力才能推动水分子通过膜，使其与溶质分离。
总结起来，正渗透膜的工作原理是基于溶液浓度差异和膜的选择性通透性，利用外加压力将低浓度的溶质分离出来，从而实现对污水的净化和去除有害物质的目的。
浅谈水处理中的正渗透技术
浅谈水处理中的正渗透技术正渗透技术是一种基于渗透作用的分离技术，其工作原理是通过一定的膜过滤机制将水中的溶质分离出来。
正渗透技术在现代水处理、饮用水生产、海水淡化以及废水处理等方面有着广泛的应用。
正渗透技术可分为两种，一种是反渗透技术（RO），另一种是纳滤技术（NF）。
纳滤技术与反渗透技术的区别在于，纳滤技术能够过滤掉某些被反渗透技术所过滤不掉的低分子量物质，但是并没有反渗透技术过滤后的水那么纯。
反渗透技术是一种利用半透性膜来过滤含固体颗粒、溶质、细菌、病毒等物质的技术。
反渗透膜是一种有选择性的膜，其孔径大小为0.0001微米，可以将水分子、离子、小分子溶质等无机物质和大分子物质如有机物质，细菌、病毒、胶体等过滤掉。
反渗透技术的过程是：将水通过预处理后上半部分的工作膜，即反渗透膜时，由于该膜孔径较小，只能让水分子通过，无机物质、微生物及有机物质恰恰被拦截在膜的上游，从而使得下游的水质得到进一步提升。
纳滤技术是一种介于超滤和反渗透之间的型式过滤技术。
其内部器械不同于超滤技术、反渗透技术，并有所差异。
该技术对降低水中离子、无机盐、浑浊物质和颜色等方面有着重要的作用。
正渗透技术有许多优点，首先是处理过程低能耗，对环境污染小；其次是水处理效果好，可以过滤掉水中的大部分杂质，同时还可以通过对工作压力的调整控制过滤效能；最后是维护成本低。
相比之下，传统的相关水处理方式耗能大，损耗也多，维护成本较高。
总体而言，正渗透技术的应用范围十分广泛，特别是针对一些水质劣的地区，反渗透技术和纳滤技术都能够提供有效的方案。
水处理厂通过运用正渗透技术能够给市民提供更加健康、清洁的饮用水，对保障人们的生命质量和身体健康起到重要作用。
浅谈水处理中的正渗透技术
浅谈水处理中的正渗透技术正渗透技术是利用高压将水通过半透膜，而溶质无法通过半透膜，从而实现水和溶质的分离。
在正渗透过程中，水分子经过半透膜的筛选，溶质被截留在半透膜的一侧，而纯净的水则通过半透膜被输送到另一侧。
这种方法可以有效去除水中的大部分离子、有机物和微生物，使得水质得到提高。
在水处理中，正渗透技术有着广泛的应用。
在海水淡化中，正渗透技术能够将海水中的盐分和杂质去除，生产出符合饮用水标准的淡化水。
正渗透技术也可以应用于工业废水处理，将废水中的有害物质去除，净化废水，保护环境。
正渗透技术还可以应用于饮用水处理、制药工业水处理、电子工业水处理等领域，为各行各业提供清洁的水资源。
正渗透技术在实际应用中有着许多优势。
正渗透技术能够高效去除水中的溶质，提高水质。
正渗透技术的操作简单、自动化程度高，能够降低人工成本。
正渗透技术对环境友好，不产生二次污染。
正渗透技术具有高度的可靠性和稳定性，能够长期稳定运行。
正渗透技术被广泛应用于水处理领域，得到了较为广泛的认可和推广。
正渗透技术也存在一些局限性。
正渗透技术的能耗较高，生产成本较高，需要较大的资金投入。
正渗透技术对水的净化程度较高，会让水失去一些对人体有益的矿物质，需要通过其他方式进行补充。
正渗透技术的半透膜容易受到污染和结垢，需要定期清洗和更换半透膜，增加了运维成本。
在应用正渗透技术时，需要充分考虑这些局限性，并进行合理的控制和调整。
在未来，随着科技的不断进步和正渗透技术的不断优化，相信正渗透技术在水处理领域的应用将会更加广泛。
未来，人们对水质要求的提高和环境保护意识的增强，将会推动正渗透技术的进一步发展。
随着正渗透技术的成本不断降低和技术的不断成熟，相信正渗透技术将会成为水处理领域的主流技术，为人们提供更加清洁的水资源。
浅谈水处理中的正渗透技术
浅谈水处理中的正渗透技术
正渗透技术（reverse osmosis，简称RO）是目前最为普遍的水处理技术之一，其主要应用在污水处理、饮用水净化、工业废水回用等方面。
该技术通过半透膜将污染物、溶质分子等一系列物质从水中分离出来，从而实现水的净化和提纯。
正渗透技术的工作原理是利用高压力将污水或含盐水推进半透膜，然后通过半透膜的分离作用实现水和其他物质的分离。
在半透膜中，只有小分子量的水和溶剂可以通过并被收集起来，而大分子量的污染物质则被隔离在膜的另一侧，并被排出去。
正渗透技术的应用范围非常广泛，包括饮用水净化、海水淡化、工业废水回用、纯水制备、食品和药品的生产过程中等。
其中，海水淡化是正渗透技术最典型的应用之一。
如今，随着国内城市化和工业化的不断加快，水资源的供应和保护引起了越来越多的关注，正渗透技术的重要性也越来越凸显。
需要注意的是，正渗透技术需要借助高压力才能实现水的过滤和处理，因此设备成本较高，同时也需要一定的能源供应。
此外，半透膜会遇到筛选的问题，这意味着一些无害的物质也可能被拦截，因此在设计和使用正渗透技术时需要注意这一点。
总之，正渗透技术在现代水资源管理中具有非常重要的地位。
通过其高效、经济的处理方式，可以实现对水的有效治理和利用，对于保障水资源的供应、提高水质和水量效率以及促进经济可持续发展都具有非常重要的意义。
浅谈水处理中的正渗透技术
浅谈水处理中的正渗透技术正渗透技术是一种高效的水处理技术，广泛应用于饮用水净化、工业废水处理等领域。
正渗透技术通过半透膜的选择性分离作用，可以有效去除水中的杂质和溶解物质，得到高纯度的水。
本文将就正渗透技术的原理、应用及发展趋势进行深入探讨。
一、正渗透技术的原理正渗透技术是一种利用半透膜对水中溶解物质和杂质进行分离的方法，其原理基于渗透压差和选择性透过性。
正渗透过程是一种自然界常见的现象，即两种浓度不同的溶液被隔离的半透膜分隔开来，高浓度的溶液由于渗透压的作用会向低浓度的溶液一侧移动，直到两侧的浓度趋于一致。
而在正渗透技术中，通过施加外部压力，将水分子从高浓度的溶液一侧通过半透膜，从而得到高纯度的水，而溶解物质和杂质则被阻隔在半透膜的一侧。
正渗透膜通常为一种多孔性的聚合物材料，其孔径可以控制在纳米级别，使得只有水分子可以透过，而溶解物质和微生物等大分子则无法通过，从而实现对水质的高效净化。
二、正渗透技术在饮用水净化中的应用在饮用水净化领域，正渗透技术被广泛应用于地表水、地下水和海水等各种水源的淡化处理。
对于某些污染较为严重的水源，传统的净化方法往往难以满足净化要求，而正渗透技术则能够有效地去除水中的有机物、无机盐、重金属等有害物质，得到高纯度的饮用水。
通过正渗透技术处理后的水质纯净，口感清甜，完全符合饮用水的卫生标准。
正渗透技术还可用于家庭饮用水净化设备的制备，在家庭中安装正渗透净水器，既方便又实用，可以有效保障家庭饮用水的质量和安全。
在工业生产过程中，会产生大量的废水，其中含有大量有机物、无机盐和重金属等污染物质，严重影响环境的水质和生态平衡。
传统的废水处理方法往往成本高且效果有限，而正渗透技术可以有效地解决这一问题。
正渗透技术在工业废水处理中的应用，主要包括脱盐、浓缩和废水回收等方面。
通过正渗透技术处理后的废水，不仅可以降低废水的排放量，减少对环境的污染，同时还可以实现废水资源化利用，节约水资源并降低生产成本。
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正渗透技术处理电镀废水一、引言近年来，我国电子、机械、汽车等行业发展迅速，对镀件的大量需求带动了电镀产业的迅猛发展。
国内大约有2万多家从事电镀生产的企业，它们每年排放大量的污染物，其中包括约4亿t含重金属的废水、5万t固体废物、3000亿m3酸性废气。
电镀废水的危害巨大，特别是对水体和环境会造成严重破坏。
随着搁置时间的延长，电镀废水毒性也会增强，进一步对生态环境带来更大的破坏。
与其他污染相比，电镀废水的危害程度远远超出其他污染。
因此，采取科学合理的处理方法处置电镀废水是非常重要的。
目前，对电镀废水的处理方法多种多样：陈俊峰等运用化学法处理含铬、镍、氰的电镀废水，即氧化还原、酸碱中和、化学沉淀、固液分离方法，这种方法最传统，也最简单可靠，目前全球80%的电镀废水处理技术用的都是化学法。
但用这种方法产生的污泥量大，处理水的质量也不够高，生物处理技术常用于去除有机物、氮磷、悬浮物等污染物质。
由于电镀废水中重金属离子和某些有机化合物会抑制或扼杀微生物，目前尚无稳定有效的微生物菌种可以直接处理电镀废水，通常需经过物理、化学法等预处理后再进入生物处理系统，高丽娟等运用离子交换法处理电镀废水，这种方法使用的离子交换树脂易被废水中有机物污染，使得树脂重复使用率不高。
因此，开发运用一种高效、节能的处理方法迫在眉睫。
正渗透(FO)是一种无需外界驱动力的新型膜处理工艺，相比纳滤和反渗透技术，其截留效果显著、能耗较低，因此受到广泛关注，并且被用于海水淡化、废水处理等领域。
本研究采用聚酰胺正渗透膜(TFC膜)和筛网内嵌式三醋酸纤维素正渗透膜(CTA膜)浓缩电镀废水，实时监测水通量变化，通过SEM、EDS、AFM、XRD、XPS等表征手段，分析两种膜表面污染产生的具体原因，为今后运用正渗透技术处理电镀废水提供参考。
二、实验部分2.1.实验材料与仪器在该研究中，使用聚酰胺正渗透膜(TFC膜)和筛网内嵌式三醋酸纤维素正渗透膜(CTA 膜)。
CTA膜由三乙酸纤维素层和嵌入的编织支撑网组成。
TFC膜由多孔聚砜支撑层顶部的薄选择性聚酰胺活性层制成。
氯化钾(KCl)购于国药集团，电镀废水取至无锡某汽车零部件有限公司，此废水经过初步物化处理，废水基本信息见表1。
2.2.FO装置的运行将FO装置放于温度恒定(25℃±1℃)的室内环境。
膜反应元件由两块亚克力板组成，膜材料被夹在亚克力板之间。
膜两侧放置支撑网格以缓解水流的冲击作用，原料液和汲取液通过可变速齿轮泵(WT3000，兰格恒流泵有限公司)导入管内，两侧液体顺着管道以错流方式进入膜元件。
水流通道长8cm，宽3cm，深0.2cm，有效膜面积24cm。
齿轮泵转速设置为300mL/min，对应8.5cm/s的横流速度。
汲取液和原料液均通过恒温水浴锅(HWS-24，上海一恒科学仪器有限公司)以热传导的方式保持在25℃±1℃恒温运行。
汲取液置于磁力搅拌器(Colorsquid，德国IKA磁力搅拌器有限公司)上保持均匀状态。
电子天平(JA31002，上海菁海天平有限公司)置于原料液下方，并将其连接电脑记录数据，用于计算水通量。
装置示意图如图1所示。
2.3.浓缩废水实验过程通过监测原料液体积的变化测定FO水通量。
原料液放置电镀废水，汲取液采用1mol/L 的KCl溶液。
每次实验所用的原料液和汲取液均为1L。
浓缩膜材料选用TFC/CTA膜。
以5分钟作为实验间隔。
实验过程中水通量用Jw[L/(m2·h)]表示，其中水密度取1.0g/cm3，其计算公式如式(1)：式中，Δm为汲取液的质量增加量，g，Δt为该汲取液质量增加过程所经历的时间，h，Am为正渗透膜的有效面积，m2。
2.4.表征与测试采用电感耦合等离子光谱仪(ICP,Thermo,ICAPQICP-MS,USA)检测电镀废水阳离子含量，采用离子色谱仪(Dionex,ICS-5000,USA)检测电镀废水硫酸根含量，使用扫描探针显微镜(AFM,Multimodeamp;Dimension3100,USA)表征膜三维表面形貌及粗糙度，采用场发射电镜(FESEM，S-4800，Japan)表征膜表面结晶形貌，运用X射线衍射(XRD，D/max-2550VB+/PC，Japan)分析膜表面污染情况，采用X射线光电子能谱(XPS，Escalab250Xi，China)分析膜表面官能团。
三、结果与讨论3.1.TFC膜与CTA膜浓缩电镀废水水通量经过三次以上相同条件下的重复浓缩电镀废水实验，我们得出如图2的一致性规律从图中可以发现，无论采用TFC膜还是CTA膜浓缩电镀废水，初始水通量均在8L/m2h 左右。
但很明显的发现，用CTA膜浓缩时，水透过量在0~580mL整个阶段，所对应的曲线相对平稳下降，而TFC膜对应的曲线在水透过量在0~150mL的过程中，水通量出现了显著下滑。
推测这是由于两种膜的表面形貌和结构不同，从而在浓缩电镀废水的过程中，引起膜表面结垢出现差异。
从水通量下降情况来看，TFC膜表面结垢比CTA膜表面结垢更为快速。
3.2.膜表面形貌及粗糙度图3是两种正渗透膜表面二维及三维形貌的SEM及AFM分析。
从(a)、(b)图TFC膜和CTA膜的SEM对比中可以直观的看到，TFC膜具有更粗糙的表面结构。
在(c)、(d)的表面粗糙度分析中，TFC膜的平均粗糙度(Ra)为14.911nm，而CTA膜为4.261nm，可知TFC膜表面粗糙度远大于CTA膜表面粗糙度。
在膜污染产生过程中，较高的粗糙度会通过两步过程促进膜污染的产生：首先，较高的粗糙度会提高膜的有效表面积，使污染物更容易附着，其次，污染物被吸附后，表面凸起结构可以有效屏蔽水力剪切力的作用，使污染物被冲洗去除的难度加大，进一步加剧膜污染的产生。
3.3.膜表面结垢从图4中可以看出，两种膜的结垢机制存在显著的差异。
TFC膜表面结垢来自膜的深处，呈现针棒状，以玫瑰花瓣形由内而外展开，而CTA膜表面结垢比较疏松，形成初期为较大的长条状结垢。
而由于它们较为脆弱，从膜组件取下时产生了破碎。
因此得到很多小块结垢，这些小块结垢铺散在整个膜表面。
由SEM表征得到的观测结果与AFM表征所得结果相吻合：TFC膜活性层具有更高的粗糙度，更容易产生更加稳定的富集于膜表面深处的膜污染。
3.4.EDS分析取实验前后的TFC膜和CTA膜进行表面能谱分析(EDS)，结果如表2所示：实验前后，TFC膜表面C元素在膜表面的质量比降低67.99%，O、S元素质量比分别上升了30.33%、3.26%，并且新增了Ca元素，占膜表面质量比34.40%，而CTA膜表面C、O元素的质量比分别下降了45.49%、8.99%，新增了S、Ca元素，分别占比15.22%、39.26%。
由此可推断，两种膜表面产生了由S、Ca元素参与构成的污染物。
3.5.XRD测试取TFC膜表面污染物，运用X射线衍射(XRD)对污染物成分进行定性分析。
经检测，与CaSO4·2H2O标准分析图谱比对(图5)，发现与此污染物的图谱吻合，因此可以确定TFC 膜和CTA膜表面的结垢为硫酸钙晶体。
3.6.XPS分析CTA和TFC膜具有明显不同的表面化学性质。
通过对XPS光谱进行分峰，通过键能的变化鉴定了TFC膜的官能团的性质，TFC膜的键能变化显示为-C-H-(284.6eV)，-COOH(286.7eV)。
而CTA膜的键能变化显示在-C-H-(284.6eV)和-C-OH(287.2eV)结果表明，CTA膜中含有丰富的羟基官能团，而TFC膜富含羧基官能团。
通过图2得到的两种膜在浓缩电镀废水过程中水通量的变化，可知两种膜表面存在着不同的硫酸钙结垢行为。
再由场发射电镜拍摄两种膜表面的硫酸钙结垢，发现附着在两种膜表面的硫酸钙晶体形貌也存在着明显差异。
因此，假设具有不同膜表面化学性质的TFC膜和CTA膜在和硫酸钙结合时存在不同的组成方式。
具体而言，富含羧基官能团的TFC膜上富含羧基，其表面结晶主要是由于羧基官能团与钙离子以特定方式结合，从而产生结晶，而富含羟基官能团的CTA膜主要是硫酸钙本体结晶。
通过图6(c)、图6(d)TFC和CTA膜表面的C1s结合能转移的分析，提供了进一步的证据来支持这一假设。
为了进一步阐明硫酸钙结垢过程中硫酸钙与膜表面之间的相互作用，进行高分辨率XPS扫描以检查硫酸钙结垢后CTA和TFC膜的C1s的结合能转移。
对于结垢的TFC膜而言，发现除了结合能为287.5eV的羧酸官能团外，在硫酸钙结晶之后，还发现了结合能在为286.2eV的羧酸酯官能团。
286.2eV的结合能被表征为羧酸官能团，其可以是羧酸形式或与羧酸钙的配位。
带负电荷的羧酸官能团和带正电荷的钙离子之间的静电引力拉伸C-OH官能团，并形成羧酸钙离子电子配位键。
相反地，对于CTA膜而言，没有新的峰值被认定硫酸钙结垢，其中的主要基团是C-H和C-OH。
因为主要含有羟基官能团的CTA 膜呈现中性，所以不与钙产生特异性相互作用。
因此，判断硫酸钙形成预成核晶体并直接沉淀在CTA膜表面上的可能性要小得多。
结果，通过XPS检测证实了以下假设：钙离子与TFC膜上的羧基官能团具有特异性相互作用，因此促进膜表面上的预核化晶体的形成，从而诱导表面结晶。
CTA膜上的硫酸钙结垢的形成受到本体溶液中发生的结晶的影响，其与膜官能团的相互作用可忽略不计。
结果表明，TFC膜的结晶主要由硫酸钙与膜表面羧基位点结合而形成的，而CTA膜的硫酸钙结垢主要是本体结晶。
更重要的是，这些硫酸钙结晶和TFC膜表面之间的粘附力大于CTA膜，从而会显着降低水通量。
再者，相对于CTA膜而言，TFC膜表面更为粗糙，使得结垢更加稳定地附着于膜表面。
这些研究低TFC膜的清洁效对于在用正渗透技术处理电镀废水过程中膜的选取有着借鉴意义，同时也为我们开发下一代FO膜提供了思路。
四、结论运用TFC膜和CTA膜通过正渗透处理电镀废水，实时监测其水通量变化。
运用电子显微镜及原子力显微镜拍摄膜表面形貌，测试TFC膜表面的X射线衍射图谱，最后对两种膜表面进行X光电子能谱分析，主要结果如下：1)CTA膜水通量随水透过量缓慢下降而TFC膜在水透过量为0~150mL阶段，水通量发生了急剧下降，2)TFC膜和CTA膜表面产生了硫酸钙结垢，TFC膜由于其表面更粗糙，使得其表面结垢相对于CTA膜表面结垢更为致密牢固，不容易分离，3)TFC膜在处理电镀废水过程中，膜表面羧基官能团与水中钙离子发生了特异性结合，而CTA膜表面没有官能团与水中离子的结合。
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