第一作者：Javier Lopez-Vazquez通讯作者：Francisca C. Moreira ＆ Vítor J.P. Vilar
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中文标题：深入了解应用阳极氧化工艺去除水基质中的全氟烷基物质和多氟烷基物质 (PFAS).英文标题：Insights into the application of the anodic oxidation process for the removal of per- and polyfluoroalkyl substances (PFAS) in water matrices.1、链长为 C1-C13 的超短链至长链 PFAS 的降解。2、应用 0.2 µg/L 的实际个体 PFAS 含量。3、使用含有 24 种 C1-C13 PFAS 和 8 种 C1-C8 PFAS 的多溶质系统。4、在达到给定有机物含量的情况下，实际水基质中的 PFAS 衰减程度更高。5、需要高于 20 mA cm−2 的电流密度才能最大限度地衰减大多数 PFAS。当前的研究旨在调查有关应用掺硼金刚石（BDD）阳极阳极氧化（AO）工艺修复受全氟烷基物质和多氟烷基物质（PFAS）污染的水基质的主要知识差距。这包括：(i) 除了短链和中链 (C4-C8) PFAS 之外，超短链 (C1-C3) 和长链 (C9-C13) PFAS 的降解，(ii) 多溶质的应用除单溶质系统外，具有不同 PFAS 含量（0.2 µg/L与 2.0 µg/L）和多样性（24 C1-C13 与 8 C1-C8）的系统，(iii) 另外使用真实水基质纯水，以及 (iv) 除了通常的 j (≤20 mA cm-2 ) 之外，还应用高达 250 mA cm-2 的电流密度 (j)。具有磺化基团的 C1-C4 PFAS 是最顽固的化合物。相比之下，具有磺化头基的 PFAS ≥ C9 和具有羧基头基的 PFAS ≥ C12 可能会立即降解。 PFAS的含量和多样性主要影响PFEtS（C2）、PFPrA（C3）和PFBA（C4）的降解动力学。重点关注四种实际水基质：PFAS 的降解通常受益于使用真实基质，主要是由于氯离子的存在以及随后产生的活性氯物质的电生成。然而，对于有机物含量较高的水体，即化学需氧量（COD）为319 mg O2 L-1 的水体，PFAS 的降解受到阻碍。此外，大多数 PFAS 的去除受益于 j > 20 mA cm-2 的应用，某些特定的 PFAS 需要使用 j ≥ 250 mA cm-2 才能获得最大去除率。
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目前的研究旨在通过应用以下方法来解决上述使用 AO-BDD 工艺去除 PFAS 方面的差距：(i) 超短链至长链 PFAS (C1-C13)，带有磺酸基或羧基官能团，包括以下基团：目前欧盟饮用水指令 (2020/2184 [4]) 中涉及的 20 种 PFAS (C4-C13) 和 4 种超短 PFAS (C1-C3)，(ii) 由 24 种 C1-C13 PFAS 组成的多溶质解决方案，具有现实的个体特征含量为 200 ng/L（即 0.2 µg/L），由 8 种 C1-C8 PFAS 组成且各自含量为 2.0 µg/L 的多溶质溶液，以及单溶质溶液，(iii) 四种真实水/含有不同有机物和离子负荷的废水基质，即饮用水（DW）、二级处理后的城市废水（UWW）以及城市污水处理厂三级处理后的纳滤浓缩液（NF）和反渗透浓缩液（RO），以及将它们的使用与超纯水 (UPW) 的应用进行比较，(vi) j 范围从正常值到非常高的值 (20–250 mA cm-2 )。
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图 1. AO-BDD 工艺在 100 mA cm -2的电流密度下降解 24 C1-C13 PFAS（每种 0.2 µg/L）在 UPW 中的混合物 。根据以下方面进行评估：(a) 总 PFAS 的相对浓度去除，以及 (b) 标准化的个体 PFAS 浓度去除。
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图 2. (a) 在电流密度为 100 mA cm -2时使用 BDD 阳极和 Pt 阴极电解期间各种水/废水基质中的总氧化剂含量。(b) 每种水/废水基质中的初始和最终 COD 和 DOC 含量（最终含量对应于 240 分钟电解的应用）。
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图 3. AO-BDD 工艺在 100 mA cm -2的电流密度下降解各种水/废水基质中的 24 C1-C13 PFAS（每种 0.2 µg/L）混合物 。根据以下方面进行评估：(a) 总 PFAS 的相对浓度去除，以及 (b) 标准化的个体 PFAS 浓度去除。
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图 4. AO-BDD 工艺在不同电流密度（20、40、80、100 和 250 mA cm-2）下对超纯水中 8 种 C1-C8 PFAS（每种 2.0 µg/L）的混合物进行降解.根据以下方面进行评估：(a) 总 PFAS 的相对浓度去除，(b) 电化学电池运行的能耗，以及 (c) 标准化的单独 PFAS 浓度去除。
PFAS 的降解能力非常不同，具体取决于其链长和头基。该规范指出，具有相同头部基团的长链 PFAS 具有更高的降解率。此标准的例外是 C3-PFPrA (PCL C2)，与一些长链 PFCA 相比，它显示出更高的降解率。此外，含有 C2、C3 和 C4 PCL 的 PFSA 比 PFCA 对应物更难降解。相比之下，PCL ≥ C9 的 PFSA 很容易吸附在系统上，很可能吸附在疏水性 BDD 表面上，可能会立即降解。PFCA 需要 PCL ≥ C11 才能轻松吸附在系统上。PFAS 含量（0.2 µg L-1 与 2.0 µg L-1 ）和多样性（24 C1-C13 PFAS 与 8 C1-C8 PFAS 与单个 PFAS）影响一些 PFAS 的降解动力学，主要是 PFEtS (C2)、PFPrA (C3) ) 和 PFBA (C4)。这可归因于不同链长的 PFAS 存在时的竞争吸附效应，以及作为长链 PFAS 氧化中间体的 PFAS 的生成。与超纯水相比，实际水/废水基质的 PFAS 去除速度通常更快，因为离子含量更高（主要是 Cl-），并且随之产生的氧化剂含量更高（主要是 HClO 和 ClO-）。然而，离子含量越高，与 PFAS 竞争氧化剂的有机物含量也越高，这对于给定的含量（即 RO 中的 COD 为 319 mg O2 L-1）是不利的。最后，研究表明需要应用 j > 20 mA cm-2 来消除所有水/废水基质中大多数 PFAS 的电荷转移限制。在 UPW 中，当 j ≥ 250 mA cm 时，PFPRA (C3) 和 PFBA (C4) 的降解率最大化-2，当 j 为 80 mA cm 时，PFBS (C4) 和 PFOA (C8) 的降解率最大化。如图 2 所示，并且 PFMS (C1) 的降解率在 j 为 40 mA cm-2 时达到最大。
文章DOI：10.1016/j.cej.2024.148925声明：
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