電容去離子材料? 目前，人們已經開發出多種水處理技術主要有反滲透（RO）、電滲析（ED），離子交換（IE），多級閃蒸（MSF）、多效蒸（MED）、蒸汽壓縮（MVC）、納濾（NF）和電去離子（EDI）等但上述方法多存在設備複雜的問題，先進、綠色環保、高性價比的去離子技術成為了研究熱點，今天小編就來說說關于電容去離子材料?下面更多詳細答案一起來看看吧!

電容去離子材料

目前，人們已經開發出多種水處理技術。主要有反滲透（RO）、電滲析（ED），離子交換（IE），多級閃蒸（MSF）、多效蒸（MED）、蒸汽壓縮（MVC）、納濾（NF）和電去離子（EDI）等。但上述方法多存在設備複雜的問題，先進、綠色環保、高性價比的去離子技術成為了研究熱點。

BLAIR 等和 ARNOLD 等是利用電化學脫鹽法開展脫鹽實驗的先驅[1-2]。CAUDLE 等利用活性炭粉末制作了多孔炭電極研究脫鹽行為，并提出了電容去離子（CDI）概念[3]。CDI 的工作原理：将 CDI 裝置浸入有正離子和負離子的鹽溶液中，當向 CDI 裝置兩電極間提供直流電（電位通常小于 2 V）時，外部靜電場将迫使帶電離子向帶相反電荷的電極移動，形成雙電層，這樣離子即可從水溶液中分離出來[4-6]。

當電極材料的所有吸附位點被離子占據完全時，CDI 器件的存儲容量就達到了飽和[7]；當把電極兩端反接之後，被吸附的離子将被釋放到溶液中，CDI 完成再生。

CDI 具有設備簡易、實驗條件簡單、高效、低能耗、低成本、易維護和二次污染等優點，高活性的電極材料是獲得其高性能的核心。電極材料需要滿足以下幾個條件：1）比表面積大（吸附位點多）；2）良好的電導率（加快離子的吸附速率）；3）極好的親

水性（可以與水充分接觸）；4）合理孔徑分布[8]。針對已确定的 CDI 電極，需要進一步優化工藝參數。

如施加的電壓、水的流量、流速、極闆間距、溫度、pH及離子交換膜的引入等都會影響離子的去除效率。

當前，CDI 技術已廣泛應用于海水淡化、硬水軟化、重金屬離子及廢水脫鹽等多個領域。本文将以其廣泛應用的領域為分類，通過綜述不同類型電極材料在該領域内的科學應用，進一步明晰 CDI 的綠色分離技術的突出優勢，以期在日漸複雜的污染環境體系中，激發新型 CDI 系統的設計和開發，以滿足實際的生産應用。

1 硬水軟化

所謂“硬水”是指含有較多可溶性鈣鎂化合物的水。硬水并不對健康直接造成危害，但是會給人類生活帶來很多煩擾。如燒水器具上結水垢，與肥皂和清潔劑中的陰離子反應導緻洗滌效率減低，硬水濃度過高還會引起洗衣機，洗碗機和蒸汽熨鬥等電器的嚴重故障。因此，硬水軟化具有重要的研究意義。

1.1 活性炭基複合電極

LEE 等研究了活性炭布及其與活性炭複合物分别作為 CDI 電極材料時對硬水的軟化效果。結果表明，活性炭布作為電極軟化硬水的效果最佳[9]。在電壓為 1.5 V、體積流量為 16 mL/min、初始電導率為 1mS/cm 時，經 3 min 的去離子實驗後，硬水中 80%的離子被移除。

JIANG 等分别以 8 mmol/L 的 CaCl2 和 MgCl2 溶液為原水，在體積流量為 16 mL/min 的條件下，對使用活性炭塗層電極的 CDI 裝置施加 1.2 V 的電壓 15min 後，對 CaCl2 的吸附量為 84.63 μmol/g，對 MgCl2的吸附量為 79.98 μmol/g。5 次脫鹽循環後，發現脫鹽量幾乎不變。這說明 Ca2 和 Mg2 沒有形成氫氧化物使活性炭電極結垢，同時 CDI 去除 2 種離子表現出很好的可持續性[10]。

YOON 等使用活性炭（AC），炭黑和 PTFE 混合制備電極，然後将海藻酸鈉溶液澆鑄在鑄鐵端的一側，在室溫下将電極快速浸入 2 mol/L 的 CaCl2 溶液中 30 min。期間，海藻酸鈉溶液中的鈉離子與鈣離子交換，制備出了海藻酸鈣塗層電極（CA-CDI），去離子水沖洗後，保存在去離子水中 12 h。之後，使用 AC 和 CA-CDI 分别對硬水進行軟化。結果表明，CA-CDI 對硬水的軟化效果最佳。進一步研究發現，含有商用陰離子交換膜的 AC 電極與 CA-CDI 的組合 CDI 裝置對硬水的軟化效果最好[11]

LI 等針對硬水軟化研究了 1 種電容去離子選擇性吸附電極的制備方法：将聚丙烯酸鈉在酸性條件下溶解，加入聚酯，高溫酯化，将制得的材料與活性炭，炭黑和聚乙烯醇按一定比例混合，形成漿液，塗覆在石墨紙上，得到選擇性吸附電極。實驗結果表明：選擇性吸附電極對 Ca2 、Mg2 的吸附選擇性高、再生快，制備工藝簡單，制備條件溫和，制備方法适合大規模生産[12]。

1.2 碳納米管基複合電極

MA 等利用碳納米管和具有 Ca2 選擇性的沸石複合物作為電極對硬水進行處理。當碳納米管與沸石的質量比為 1:4 時，Ca2 的移除效率最好；當 Na 、Ca2 和 Mg2 的初始含量一樣時，電極對 Ca2 離子的吸附量最多[13]。原因是化合價越大，越容易占據吸附位點；當化合價一樣時，水合半徑越小（Ca2 、Mg2 的水合半徑分别為 0.412、0.428 nm），越易占據吸附位點[14-16]。

1.3 石墨烯基複合電極

LEE 等使用傳統的 Hummers 法制備氧化石墨烯（GO），之後把 GO 在 H2O2 和 HCl 溶液中進行純化，最後把未純化和純化過的 GO 分别用水合肼還原并分别制備 CDI 電極，對硬水進行軟化。分别配置質量濃度 28.8 mg/L 的 CaCl2、22.0 mg/L 的 MgSO4·7H2O 和 39.0 mg/L 的 NaHCO3 的混合溶液，電導率約為 0.11 mS/cm。使用 CDI 設備對已經配置好的混和溶液軟化。結果表明，純化的 GO 還原之後的材料電吸附性能更好，在 2.0 V 的電壓下，對混合溶液的脫鹽量為 3.54 mg/g[17]。

2 海水淡化

海水淡化技術主要有 MSF、RO、溶劑萃取法、離子交換法、太陽能淡化和核能淡化等[18]。MSF 技術是加熱過的海水在多個壓力依次逐級降低的閃蒸室内進行蒸發，蒸發得到的蒸汽經過加熱循環并冷凝成淡水的過程[19]。MSF 是目前為止技術最為成熟的海水淡化技術，但是 MSF 的設備複雜，耗能比較大；RO 技術是先對海水進行加壓，然後再通過選擇性滲透膜的淡化方法，但是目前的滲透膜的抗氧化性、透水率和脫鹽率并不高[20-21]；太陽能淡化是直接利用太陽能的輻射能量加熱海水使其蒸發汽化并冷凝得到淡水，但是太陽能淡化海水的方法适用範圍不廣，隻适用于光照強度較強的地區[22-23]；核能淡化技術就是直接利用核反應堆和綜合性設備中制造出的蒸汽進行的蒸餾淡化，但是此技術耗能大，設備複雜[24]。CDI 技術是利用雙電層吸附機理使存在于海水中的離子遷移到電容器的雙電層中，促使淡水流出[25]。雖然目前 CDI 技術運用不成熟，但是 CDI 的設備簡單、外加電壓低、耗能低，對環境無污染，因此，如果将 CDI 技術應用于海水淡化，那麼海水淡化耗能巨大、設備複雜等問題将可以得到解決[26]。

DREWES 等用 CDI 技術對人工配制的海水進行淡化和碘的提取。采用炭氣凝膠材料制備 24 個電極，組成 2 個 CDI 系統，12 組CDI 單元，然後海水流經 CDI 系統進行脫鹽淡化。結果表明，炭氣凝膠對離子的選擇性吸附能力的大小為 Na 垌 Ca2 ＞Mg2 ＞K ；Cl- 垌Br-＞I-。原因是，當各種離子含量相同時，離子水合半徑越小，離子越容易占據吸附位點；離子含量不同時，初始含量越大，離子越容易占據吸附位點。在 23、12.5 ℃的時候，各種離子的移除效率基本不變，其中的 I- 的移除效率最高，表明電極材料可以從海水中提取碘離子[27]。CHENG 等使用高密度的石墨烯作為 CDI 的電極材料來研究平面電網格栅對海水的脫鹽性能。實驗裝置上有 14 個電極，每個電極的有效長×寬×厚為104 mm×78 mm×6 mm，具有相反符号的 2 個電極的相鄰表面之間的距離為 3 mm。研究了在不同電壓、流速、含量的脫鹽效果，結果表明，在 2.5 V 的條件下，該裝置有較好的脫鹽效果和較高的電流；在高流速的條件下，離子在電場中的移動時間短，脫鹽效果不好，電流較高；在低流速的條件下，離子在電場中的移動時間長，所以脫鹽的效果較好，電流較低；在不同含量的溶液中脫鹽，脫鹽的效果基本不變[28]。

HOU 等利用活性炭電極對初始含量不同的 K 、Na 、Ca2 和 Mg2 等 4 種離子的混合溶液進行脫鹽。結果表明，離子初始含量越大，就越容易占據離子吸附位點。在此實驗結果的基礎上模拟海水的淡化，結果表明，在電壓 1.2 V，模拟的海水的離子 K 、Na 、Ca2 和 Mg2 的 濃 度 分 别 為 0.26、10.57、1.45、2.41mmol/L 時，離子的吸附順序為 Na （132.5 μmol/g）>Mg2 （62.12 μmol/g）> Ca2 （33.91 μmol/g）> K （3.38μmol/g），與之前的實驗結論相一緻[29]。

YOON 等利用 Na2CO3 和 Mn2O3 反應得到 Na0.44-xMnO2，并與銀（Ag）單質分别作為 CDI 的兩極。在吸附離子過程中（M =Na 、K 、Mg2 、Ca2 ）：Na0.44-xMnO2 Ag M Cl- → Na0.44 MnO2 AgCl；

釋放離子過程中Na0.44MnO2 AgCl → Na0.44-xMnO2 Ag M Cl-。然後用此設備進行脫鹽實驗，結果表明，CDI 電極吸附離子時，Na 的吸附量約為 K 的 13 倍，是Mg2 或者 Ca2 的 6～8 [30]。

3 重金屬鹽淨化

重金屬具有高毒性、緻癌性和生物積累性。GB5749－2006 規定了飲用水中重金屬含量的限值[31-32]。因此，對含有重金屬的溶液淨化具有重要意義。

3.1 活性炭電極

GAIKWAD 等利用活性炭作為 CDI 電極材料去除污染水中的 Cr4 和 F-。在 1.2 V 的電壓、進料質量濃度 10 mg/L 的的條件下，Cr4 、F- 的去除量分别為0.85、0.82 mg/g，去除率分别為 97.1%和 94.20%。電極材料去除鉻的能力大于去除 F- 的能力是由于在 CrO42-（0.375 nm）水合半徑和 F（- 0.352 nm）的水合半徑相似的同時，CrO42- 比 F- 更容易占據吸附位點[33]。

GAIKWARD 等還制備了茶葉廢棄物生物質活性炭材料，用來作為 CDI 電極材料。首先把茶葉煮沸 15～20 min，用以除去茶葉廢棄物中的雜質、顔色以及糖分；然後幹燥之後在濃酸中處理 12 h；最後在 450 ℃的條件下馬弗爐裡處理 2 h。之後，把制備好的材料做為 CDI 電極材料，并用此 CDI 裝置去除水中的 Cr6 和 F-。在 1.2 V 電壓、進料質量濃度 10mg/L 的條件下，Cr6 、F - 的去除量分别為 0.77、0.74mg/g，去除率分别為 88.5%、88.2%[34]。

HOU 等使用活性炭材料作為 CDI 電極材料去除溶液中的 Cu2 ，并分别檢測了電極在 NaCl、SiO2和天然有機物溶液中對 Cu2 的吸附性能。結果顯示，在 NaCl 溶液中，Cu2 容易占據吸附位點，被電極材料吸附；在 SiO2 溶液中，電極對 Cu2 的吸附沒有影響；在天然有機物溶液中，Cu2 的移除減少[35]。

之後，HOU 等依舊使用活性炭電極對 As(III)和As(V)進行移除，并檢測了電極在 NaCl 溶液和天然

有機物溶液中對 As(III)和 As(V)的吸附性能。結果顯示：在 NaCl 溶液和天然有機物中，電極對 As(III)和 As(V)的吸附性能降低[36]。

3.2 石墨烯基電極

CHEN 等在 900 ℃的條件下把 GO 和氰胺的混合後通過一鍋法的簡單熱處理制備生成氮摻雜的石墨烯（CNG），并利用此材料做電極去除 Pb2 和 Cd2 。結果表明，在 1.2 V 的電壓、10 mL/min 的體積流量、20 mg/L 的初始質量濃度下，Pb2 和 Cd2 在 5 min 内的去除效率高達 95%，45 min 後可以把離子完全去除。對幾種重金屬（Pb2 、Cd2 、Ni2 、Co2 、Fe2 、Cu2 、Zn2 、Mg2 、Ca2 ）的離子選擇性吸附實驗結果表明，在每種離子的初始質量濃度 10 mg/L、體積流量 50mL/min、電壓 1.2 V 的條件下，CNG 制備的電極對Fe2 的移除速率最快，在 15 min 内可以移除 96%；對 Cd2 的移除效率最慢，30 min 内可以移除 80%；并且 CNG 制備的電極對溶液中的金屬離子的移除效率高達 90%～100%[37]。

ZOU 等用石墨烯納米薄片（CNFs）制作 CDI 的電極，電極的有效長×寬×厚為 140 mm×70 mm×0.3mm，并用此電極分别對 NaCl、CaCl2、MgCl2 和 FeCl3溶液脫鹽。結果表明，在 2.0 V 的電壓、25 mL/ min的體積流量，溶液初始電導率為 50 μS/cm 的條件下，電極對 NaCl、CaCl2、MgCl2 和 FeCl3 溶液的脫鹽量分别為 0.45、0.55、0.52、0.62 mg/g[38]。

ZHANG 等用乙二酸四乙胺修飾三維大孔的石墨烯（3DGR）作為 CDI 設備的陰極材料（3DEGR），用 N-(三甲氧基甲矽烷基丙基)乙二胺三乙酸（EDTA）和 3- 氨基丙基三乙氧基矽烷修飾 3DGR 作為 CDI設備的陽極材料。然後用 CDI 設備對質量濃度分别為 100 mg/L 的 Na 和 20 mg/L Pb2 的混合溶液進行處理。第 1 步對電極加上電壓之後，負極吸附陽離子，正極吸附陰離子，在這個過程中，重金屬離子（Pb2 ）與負極材料上的 EDTA 發生螯合作用，因此在兩極短接之後，大部分 Pb2 留在負極上，而 Na 被解吸出來；第 2 步就是在酸性（HNO3）條件下，大部分 Pb2 被解吸出來，至此 Pb2 和 Na 被分離開并收集再利用[39]。

3.3 類石墨烯電極

TONG 等利用形似石墨烯的非晶體 CuB23 與鹵化物 NOCl 在室溫下一步反應生成氧摻雜的氮化硼（BNO），反應機理為2CuB23 46NOCl → 46BNO 2CuCl2 21Cl2。BNO 材料的比表面積 858 m2/g，用此材料作為 CDI 的電極材料移除溶液中 Cd2 。在 1.2 V電壓的條件下，重金屬離子Cd2 的去除量為1.395g/g[40]。

4 廢水處理

工農業的快速發展導緻大量廢水産生，易造成環境污染嚴重，也導緻水資源的嚴重浪費。國内廢水的含鹽量特别高，廢水中 NaCl 的質量濃度通常為 1g/L，亟待治理[41]。廢水體系非常複雜，因此研究者常針對各種實際問題，經常把 CDI 技術與微生物燃料電池、太陽能、離子交換膜等技術耦合處理該類廢水，寄希望于多技術偶聯實現 CDI 在廢水處理中得以應用。

4.1 活性炭電極

微生物燃料電池（MFC）是利用外源性微生物來氧化廢水中的有機物質，導緻産生低電位差的新興技術。盡管 MFC 能量輸出較低，但卻可作為外部電源滿足 CDI 的低電位要求。因此，MFC 驅動的CDI（MFC-CDI）耦合技術是使 MFC 産生的電壓來驅動 CDI 設備從而實現離子去除的綠色技術。YU 等把 MFC 和 CDI 設備組裝在一起，用以處理廢水中的鹽離子。MFCs 部分由厭氧的陽極室、需氧的陰極室和滞留室 3 部分組成。MFCs 的陽極室用碳布電極，陰極室用被鉑包裹的碳布作為電極，CDI 設備用活性炭材料作為電極。首先把廢水進行固液分離，然後 MFCs 部分對廢水進行二次處理并産生低的電位差用來作為 CDI 設備的外部電源，最後CDI 設備對廢水進行第 3 次處理。此設備中 MCFs部分的作用有：作為 CDI 設備的外部電源，用以處理廢水，利用廢水中有機物的氧化使自身持續工作[42]。HOU 等利用碳布作為 MFC 的陽極電極材料，用碳布與 Fe(II)酞菁、碳納米顆粒混合物做為陰極電極材料組裝了 MFC，用來作為 CDI 裝置電源。活性炭作為 CDI 電極材料。用此 MFC-CDI 裝置研究了單個 MFC、2 個串聯 MFC 以及 2 個并聯 MFC 分别給 CDI 裝置提供電源時的脫鹽性能。結果表明，2 個并聯的 MFC＞單個 MFC＞2 個串聯 MFC 的脫鹽性能。在 MFC 并聯條件下，在質量濃度 100、50 mg/ L的下，脫鹽能力分别為 346、150 μg/g，脫鹽效率均在50%以上[43]。

4.2 石墨烯基電極

JHA 等首先使用傳統的 Hummers 方法制備 GO，之後用凸透鏡聚焦太陽光，使太陽光的能量聚集在GO 上，當溫度高達 204 ℃時，GO 被剝離成片，且被還原（SRGO），并用 SRGO 作為 CDI 的電極材料。研究表明：SRGO 在 1 mol/L 的 NaCl 溶液中，在 0.5A/g 的電流密度下，比電容為 55 F/g；SRGO 在 100mmol/L 的 NaCl 溶液中，1.5 V 的電壓下，經過 60min 的電吸附實驗後，電吸附量為 23.4 mg/g；隻改變電壓為 1.0 V 後，電吸附量為 22.4 mg/g[44]。

WANG 等把三聚氰胺甲醛（PMF）海綿浸泡在GO 的分散液中，制成氮摻雜石墨烯複合物（NRGS），之後在 NRGS 表面通過刻蝕方法覆蓋一層聚乙烯醇（PVA），生成有陰離子交換膜的氮摻雜的石墨烯複合物（A-NRGS），并分别用 NRGS 和 A-NRGS 作為 CDI 電極的材料對溶液進行脫鹽處理。結果表明，NRGS 的電容去離子脫鹽性能為 8.6 mg/g，而 ANRGS 的電容去離子的脫鹽性能為 11.3 mg/g，這就說明引入高分子陰離子膜後，電極材料的脫鹽性能得到明顯提升[45]。

BARAKAT 等使用一鍋法和通過微波照射時間的不同制備了納米顆粒狀 MnO2 與石墨烯複合物（MnO2-NPs@GR）和納米棒狀 MnO2 與石墨烯的複合物（MnO2-NRs@GR），并用 2 種材料分别制備 CDI電極并用來研究對 NaCl 溶液的脫鹽。實驗結果表明，在 1.2 V 的電壓、0.1 mS/cm 的初始電導率的條件下，MnO2-NRs@GR、MnO2-NPs@GR 材料電極的脫鹽率分别為 92.9%、75.3%，和還原石墨烯（67.5%）和活性炭（38.1%）的脫鹽率比較，使用 MnO2 修飾過的石墨烯材料的脫鹽效果明顯提高[46]。

MOON 等把 GO 在 250 ℃的條件下經過 2 min，制備出熱剝離 GO（TEGO），并把此材料在 7 mol/L的 KOH 溶液中攪拌并靜置洗滌幹燥後在管式爐内活化得到三維多孔的石墨烯。用此材料作為 CDI 電極材料對低含量的廢水進行脫鹽實驗，研究結果表明：在電壓 2.0 V、NaCl 的質量濃度 74 mg/L 的溶液的條件下，進過 25 min 的電吸附試驗後，電極的脫鹽量為 11.8 mg/g[5]。

4.3 多孔碳電極

WANG 等把 CDI 與太陽能組裝集成設備，大大降低了 CDI 的能耗。首先把澱粉碳化，用 KOH 活化碳化後的澱粉制成多孔碳納米片（PCNSs）作為電極材料；然後，将 CDI 電極與太陽能電池，電導率儀和 pH 測試儀等設備進行組裝。當把其中開關與太陽能電池相連時，電極開始吸附離子，當把開關與電阻相連時，電極開始解吸離子。此裝置在 1.1 V 電壓、溶液初始 NaCl 質量濃度為 500 mg/L 的條件下的脫鹽量為 15.6 mg/g[47]。

4.4 其他電極

BARAKAT 等利用同軸靜電紡絲技術将聚丙烯腈和聚甲基丙烯酸甲酯聚合生成核殼結構并碳化制備中空碳納米管（HCNFs），并以此材料作為電極對廢水進行處理。研究結果表明，在 1.2 V 的電壓、89μS/cm 的初始電導率的條件下，HCNFs 的脫鹽量為1.91 mg/g，脫鹽效率為 86.03%[48]。

WANG 等使用正丁基锂把塊狀的 MoS2 粉末剝離成層狀的 MoS（2 ce-MoS2），并在水中超聲剝離 1 h。然後，将此材料作為 CDI 電極對含鹽量低的廢水進行脫鹽。研究結果表明，在 1.2 V 的電壓、NaCl 的質量濃度 400 mmol/L 的溶液的條件下，ce-MoS2 的脫鹽 量 為 8.81 mg/g，離子體積的去除量為 16.51mg/cm3 [49]。

5 結語與展望

CDI 是以雙電層理論為基礎，通過活性電極的理性設計及構建形成的一種低能耗、高效率、易維護、低成本、無二次污染的綠色水處理技術，符合現代科學技術的經濟效益發展。正是其不受地域限制等突出優勢，CDI 已經廣泛應用于硬水軟化、海水淡化、廢水處理等多個水處理領域。

綜合分析 CDI 技術的應用之後，發現諸多研究仍處于理論與小試階段，因此針對 CDI 技術的發展提出建議：1）根據地域的不同，研究 CDI 技術與太陽能、風能、水能等技術耦合集成研究；2）根據不同水系，研究利于溶液中離子吸附的電極材料；3）根據使用人群不同，研究不同型号的 CDI 單元。希望這種低能耗淨水技術可以盡早運用到實際生活中去。

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