混合Donnan渗析和电渗析技术回收厌氧消化池出水中氨的研究

环境科学与生态技术15（2023）100255原创研究混合Donnan渗析和电渗析用于从厌氧消化器流出物中有效戴志南a，陈聪a，李一凡a，张浩泉a，姚静梅a，Mariana Rodriguesb，c，Philipp Kuntkeb，c，Le Hana，*三峡库区生态环境教育部重点实验室，重庆大学环境与生态学院中国重庆，邮编：400045bWetsus，欧洲可持续水技术卓越中心，Oostergoweg 9 8911MA Leeuwarden P.O. Box 1113，8900 CC，Leeuwarden，荷兰c环境技术，瓦赫宁根大学，Bornse Weilanden 9 6708 WG Wageningen P.O. Box 17，6700 AA，瓦赫宁根，荷兰我的天啊N F O文章历史：接收日期：2022年8月30日接收日期：2023年2023年2月15日接受关键词：氨回收;道南透析;电渗析;盐水利用厌氧消化池出水A B S T R A C T从废水中回收氨是至关重要的，但迫切需要低碳排放和对复杂流组成的高氨选择性渗透的技术。在此，提出了一种基于膜的Donnan渗析和电渗析过程（DD eED）的混合过程，用于可持续和有效的氨回收。原则上，如果工业钠盐作为驱动化学品，DD通过改变跨阳离子交换膜的NH4+浓度梯度和驱动阳离子（Na+）来去除废水中的大部分氨。由太阳能驱动的附加ED阶段实现了氨的进一步去除、驱动阳离子的回收以及朝向氨汽提的OH-的 我们的研究结果显示，与单独的DD情况相比，混合DD e ED工艺实现了氨去除效率> 95%，驱动合成流的阳离子（Na+）回收效率> 87. 1%，并将OH-损失减少了高达78%。98.2 g N的氨通量m- 2d-1与实际厌氧消化效果的关系3.8kWhk g-N1. 通过验证传质模型，合理控制操作和有效的回收性能，混合工艺可以成为未来农村偏远地区废水中营养物回收的有前途的候选者。©2023作者出版社：Elsevier B.V.代表中国环境科学学会这是一篇基于CC BY-NC-ND许可证的开放获取文章（http://creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/）。1. 介绍氮（N）处于不可持续的开环状态，考虑到合成氮基肥料和从废水中消除氮（特别是通过主流生物方法）的高成本[1e3]。从废水中回收氨（一种代表性的活性氮）至关重要[4，5]。在本文中，氨作为通用术语用于指代铵（离子NH4）和氨（挥发性NH3）。虽然许多努力，如吸附[6，7]，鸟粪石沉淀[8，9]和空气汽提[10]已投入氨回收，但这些常规回收方法存在成本高，效率低和二次污染的问题。许多基于膜的氨回收方法已经被应用于工业生产。*通讯作者。电子邮件地址：lehan@cqu.edu.cn（L. Han）。#21413;的发展[11]。以膜汽提工艺为例，将碱直接添加到进料中以增加pH值（将铵转化为氨）可能引发疏水膜试样的结垢/润湿问题[14]。由于存在多价阳离子（Ca2O3）等杂质而导致的碱剂量不足以及由于大流量而导致的稀释效应也存在问题，这实际上适用于大多数汽提工艺[15]。我们认为，如果铵已经从进料中的复杂基质中选择性富集，则剩余的汽提步骤将非常有效，并且具有精确的目标碱剂量[16]。最近，基于膜的电化学过程因其在处理复杂流中的高效率、选择性和产物纯度而引起关注[17e 1 9]。在电渗析（ED）系统中，NH_4在电流作用下从阳极通过阳离子交换膜（CEM）迁移到阴极，然后由于CEM膜的高pH值，https://doi.org/10.1016/j.ese.2023.1002552666-4984/©2023作者。由Elsevier B.V.代表中国环境科学学会、哈尔滨工业大学、中国环境科学研究院出版。这是一篇基于CC BY-NC-ND许可证的开放获取文章（http://creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/）。目录可在ScienceDirect环境科学与生态技术期刊主页：www.journals.elsevier.com/environmental-science-and-www.example.comZ. Dai，C. Chen，Y. Li等人环境科学与生态技术15（2023）1002552。Σ“的人。Σ阴极电解液[11，20，21]。然而，仍然存在两个问题：（1）电化学过程需要不可忽略的能量输入，尽管最近有一些努力来减少能量消耗[18，22，23];（2）在阳极产生的质子（H2）降低了NH 4的转移效率或转移数。为此，开发可再生能源，如太阳能能源，绝对可以是氨再加工的一种更可持续的方式，并且已经成功地支持了几项化学中间试验研究[24e26]。与此同时，最后泵入膜系统中的水表现出Ca的低悬浮固体含量。1 mg L-1。使用简单的合成溶液（10、20和50 mM的NH4HCO3）或实际废水作为进料溶液（即，ED中的阳极电解液）。接收器（即，ED中的阴极电解液）溶液由90 mM NaCl（工业盐，氯化钠纯度为99.7%，参见表S1）和10mM NaOH组成，总Na+浓度为100 mM。少量碱的初始存在促进了渗透的NH+4的快速挥发，随后是在硫酸中的有效挥发NH_4_4驱动的浓度梯度扩散而不是电流-酸（0.5 MH2SO4）[28]。注：氨汽提的OH-为即使是部分时间的NH+4迁移，也可以减少能量并减少NH+4的生成积累（从而提高NH+4的转移效率）。据 报道，基于离子交换剂的唐南透析（DD）过程允许预期的NH4O4扩散，而不消耗外部能量[2 3，27，28]。值得注意的是，这种基于DD的氨回收的成本是有限的NH4N2和用于驱动NH4阳离子的高化学用量，其最终损失到废水中[28]。在这项研究中，我们提出了结合废盐驱动的DD来自脱盐工艺浓缩物），间歇性ED由太阳能供电，通过回收驱动阳离子（Na+），以低能源成本和低化学消耗从废水中高效和可持续地重新制备氨 我们假设，随着时间的推移，DD会限制NH 4和NH 4的合并，使CEM无法移动NH 4，同时会产生大量合并和NH 4。 在DD阶段结束时，剩余的离子（i. 即， NH4+、NH3+、NH4+、NH4+、NH3+、NH4+、NH4+、NH3+、NH4+、NH4+、使用盐水驱动盐和太阳能将增加氨回收过程的可持续性。建立了该新型复合工艺的预测模型，以指导该工艺的智能运行，并考察了该复合工艺对模拟废水和厌氧消化液最后，我们分析了该工艺与其他氨回收技术相比的经济效果。据我们所知，这种独特的混合DD和太阳能供电的ED系统用于氨再精制以前没有在文献中报道2. 材料和方法2.1. 实验设置和操作混合DD e ED工艺的设备如图所示。凌晨1有效表面积为26.6 cm 2的微孔膜由ED阶段期间的阴极反应提供（方程式（1））：2H2 O 2e-/ H2 2OH-（1）新鲜的进料溶液用于每个实验（循环）中，而对于三循环混合方法，接收器和酸不变，这与独立DD情况不同，其中在每个循环中更换进料和接收器将所有溶液置于磁力搅拌器顶部的相应烧杯（初始体积为250mL ）中，并通过磁力泵（ BT 600 M ，Chuang Rui ，China）以100 mL min-1的流速逆流循环穿过膜[29]。2.2.混合DDeED工艺原理图 图1b 示 出 了DD和ED的 两个连 续阶 段 如何被处理（hy bridmode）。在接收器中的DD、ND和N a中的NH4由于通信而经历跨CEM的交换过程，这意味着不受NH4影响地移动，从而降低了通信成本[27]。在ED中，在电位下，NH4和Na+在穿过CEM迁移到接收器的过程中迁移到NH 4的较低电位，并重新转换所产生的电荷（Na+）。 GPMcellenableammo nianeed e e d e e d e e d e e d e e d e e d e e d e e d e e d e e d e e d e e de e d e d e e d e e d e e d e e d e e d e e d e e d e e d e e d e e d e ed e e因此，通过NH 3 4和Na 2 2的交换的混合DD e ED工艺的另一个优点在于在间歇ED工艺期间在阴极处的OH-的交换（通过水还原），这允许在接收器室中维持高pH条件，促进随后的NH 3吸收以产生高纯度NH34-S，这是一种有效的非离子交换[30]。2.3.DDeED复合工艺运行时间的确定一旦DD过程接近平衡或达到目标离子（NH+4）的低扩散速率，则启动ED阶段，被组装成矩形模块，分成两个模块，在每个过程中的隔间 对于DD或ED方法，使用对一价阳离子非选择性的标准CEM（Neosepta CMX ，离子交换容量为1.5 e1.8 meq g-1）。对于氨回收单元，使用疏水性气体渗透膜（GPM）（Merck-Millipore GVHP，聚偏二氟乙烯，孔径为 1 0 0 n m ） 。0.22m）使用。对于包含CEM的模块，两个涂有钌/铱的商用钛网电极以完全回收被驱动的阳离子（Na）并回收剩余的 因此 ，基于Hirofumi Miyoshi等人的研究，通过在电荷平衡下对NH4+和NH4+的转移进行建模，进行DD性能的理论预测，如公式（2）[29，31]中所详述。该模型是根据质量平衡推导的，实验数据的良好预测验证了相关假设（图S2）。混合金属氧化物（云轩金属材料有限公司，Ltd，中国）dCA; F2DADBQS使用，连接到由太阳能电池2dt¼-DA-DBLVFVR面板（有效面积1.5 m）、稳压器和锂电池（中国深圳诺普罗）。在电池充电2天（年辐射~1050 kWh m-2）后，提供15 V的开路电压和5 A的短路电流，以驱动×lnCTRCTFDA-DBDA-DB BCTR）#（2）ED过程（图S1）。使 用 了 两 种 盐 ， NaCl 和 NH4HCO3 （ Chongqing Chuandong ，China，试剂级） 来自由厨房废物（68mMNH4，组成在表1中详述）进料的厌氧消化器的流出物是本工作中的真正废水。由于它是通过微过滤（标称孔径为0.45μ m）进行预过滤，因此该废水其中C（kmol m-3）、D（m2 s-1）和Q（kmol m-3）为常数。离子在溶液中的浓度、扩散系数和离子交换膜的交换容量。下标A和B表示A离子和B离子。L（m）、S（m2）和V（m3）是膜的厚度、膜的面积和池中溶液下标T代表总数×（Z. Dai，C. Chen，Y. Li等人环境科学与生态技术15（2023）1002553了c0一F¼。þ--4¼0图2. 在提议的混合工艺中，在DD和ED阶段期间进料室（a）中的氨浓度分布（Ct/C0）和电流密度分布（b）的示意图。外推模型是根据Hirofumi Miyoshi等人的研究得出的，在等式（2）中详细描述。图2a所示的数据是基于实验条件下的数据：进料溶液[NH4 HCO3] 1/450 mM，接收溶液[Na+] 1/4 100 mM，酸溶液[H2SO4] 1/4 0.5 M。更多的数据预测参考图。 S2.Fig. 1. a、混合DD和ED方案。该系统包含用于从含NH 4 4的废水中回收氨的气体渗透膜。b.进料室中不同时间的N2和NH4浓度以及混合工艺的DD和ED阶段中它们的传递机制的说明。c、氨转化和离子色谱系统（ICS-90，Dionex，USA）。通过pH计（HI 9811 -5，HANNA，意大利）测量溶液pH值。每个实验一式三份进行，并将平均数据用于讨论。进料室和酸室的NH4O4去除Ct混合DDe ED系统中的恢复。值，下标F和R表示Feed和ReceiverNH41-f的去除F（四）室。 作为等式（2）中的输入所需的参数参考表S2。 图 2a描述了在DD阶段直到T1，当工艺NH_4Cl_4的回收C（五）根据外推模型，几乎达到了平稳期。其中C0和Ct是进料中的铵浓度，然后，根据fft计算ED期（T2-T1）的持续时间方程（3），给定默认的低电流密度（15 A m-2），如图所示。 2 b.假设在LNa+等于1.2的情况下进行实验，考虑到过量电流用于Na+回收[32]。分别为t1/40和t1/4t。Ca表示在t t时酸中的铵浓度，并且在反应期间体积恒定。穿过CEM的铵离子可如下计算：LNai A t���（三）了c0NH4;fCtNH4;f Vf其中i是电流密度（A m-2），t是时间（s），A是有效电流密度，JNH4Am×t（6）CEM的表面积（m2），CNa+是浓度（mol m-3），V是进料体积（m-3），F是法拉第常数（96485 C mol-1）。考虑到浓度梯度可能会区分DD阶段的动力学或不同情况下的T1和T2的时间设置[29]，我们将每个实验中的操作时间确定为10，20，其中，C表示在t1/40和t1/4t时特定离子的浓度，下标f表示进料溶液;Vf表示进料溶液的体积，Am表示CEM表面积。基于从进料水中回收的单位NH4的累计总能耗（kWhkg-N-1）计算如下：IUdt50mM和真实的水溶液（68mMNH4），分别（图1）。S2）。Ea¼ 1000×Ct×V×14（七）2.4.分析方法以特定间隔（1 h）从进料室、接收室和酸室中采集样品采用紫外分光光度计（UV-2600，Shimadzu，Japan）和其中U（V）为阳极和阴极之间的槽电压，I（A）为DD阶段中施加的电流密度，Ct（mol m-3）为初始时刻和t（h）时刻NH 4+浓度之间的差值，V为进料体积（m3）。关于接收器的Na+回收率和关于接收器的Na+损失计算如下：表1厌氧消化器流出物的特性（溶液pH约为1.5）。8.8）。参数氨氮COD TP TN Na+K+Mg2 +Ca2+浓度（mg L-1）950. 0 106. 2 1. 9 980. 0 288. 8 345. 6 23. 1 34. 9Z. Dai，C. Chen，Y. Li等人环境科学与生态技术15（2023）1002554-C-摄氏度的t0Na+;r¼ ¼¼C--一种OH; rC--一种OH; r钠的损失的t0Na+;rCtEDNa;r¼的t0Na+;fCtEDNa+;f（八）相应的腔室变得更陡。显然，在之后添加ED阶段增加了氨的去除和回收。期间Na的回收率的t0Na+; rtEDNa+;rt0Na+;rtDDNa+;rt DDNa+;r的t0Na+; ftDDNa+;ftDDNa+;ftEDNa+;f-CNa;f（九）混合过程，在接收器中积累的氨DD期持续增加，在ED期迅速下降接收室中剩余氨的峰值含量随着初始进料浓度的增加而增加，这与DD中离子物种的浓度梯度 图 3B显示最终其中Ct0tDDNa+;rtEDNa+;r是体内的钠浓度DD中氨的去除（方程（4））从随着氨氮浓度的增加，去除率从85.4%提高到62.1%，接收器在t t0、t t1（DD阶段结束）和t t2（ED阶段结束）。下标r，f表示接收器和馈送器。由于与铵的反应，接收室中OH-的损失计算如下：组合的混合DDe ED工艺的总去除率保持恒定（~95%）。同时，在DD和混合DDe ED工艺中氨的回收率（方程（5））逐渐降低。虽然有少量的碱存在于OH-1的损失的t0OH; rtEDOH-; r（十）接收器（OH-的10 mM）开始挥发和汽提氨，碱是不足以完全氨re-re-nitrile。哪里Ct0-的t0OH; r和CtED-OH-的浓度，在这三种条件下（10，20和50 mM）的制备。然后，本文中的DD阶段可以被认为是Na+（100 mM）驱动的离子交换过程向NH+4转变。最后的结局，在这项工作中的去除被认为是接近正常的DD接收器流在t1/4t0和t1/4t2（ED阶段结束）。OH-浓度的计算公式为：3. 结果和讨论3.1. 不同氨氮浓度的适应性该工艺的效率和可行性在低至中等浓度的合成废水（10、20、50mM）的实验中得到验证。图3a显示了在不同初始NH_4-N浓度下，进料室、接收室和酸室中NH_4-N的归一化浓度（Ct/C_0）分别作为时间的函数的变化。 在DD阶段，进料中的氨去除在每种情况下逐渐变慢，并且酸室中的氨回收首先迅速，然后在DD的后期达到平台。在电渗析阶段，氨浓度（Ct/C0）曲线的斜率随温度的升高而增大，图3.第三章。 a，在 混 合 D D e ED 过 程 中 N归一化NH4-N浓度（Ct/C0）对时间的关系。bec，分别在10、20和50 mM的NH4-N浓度下，穿过CEM的NH 4-N（b）和相应的CO2的去除和回收以及能量消耗（c）。为了突出该方法在不同浓度下的适应性，在图3a中使用了归一化数据。Rem和Rec分别表示图3b中的去除和回收，En表示图3c中的能量消耗。初始条件为：接收溶液中的Na+浓度为1/4100mM（90mM NaCl× 10 mM NaOH），酸溶液中的 H2SO 4浓度为1/4 0.5 M。操作（没有碱供应来汽提氨），这解释了随着氨浓度增加回收率下降的趋势。然后，DD中的回收率降低与接收器室中关于除去的氨的碱的更清楚的缺乏一致。ED阶段后，根据图1中的刺激浓度分布进行更高的去除和再加工。图3a证实了ED工艺在进一步除氨方面的积极影响（图3a）。 1 b），并有利于氨的挥发（氨回收）和碱生产。图结果表明，两种工艺中NH_4~+-H_2O_2的吸收量CEM（式（6））均有所增加，且随着NH_4 ~+浓度的增加，这种差异更加明显。有趣的是，混合方法的每单位氮的氨回收的能量需求（方程（7））逐渐降低，这主要是由于关于所供应的能量回收的氨的量增加。同时，我们的研究结果也表明，在第2.3节中提出的操作方法是一个精确的预测和控制的DD阶段在不同的氨浓度的混合过程。由于增加氨浓度对混合工艺中的NH 4-N浓度和能量效率表现出积极的影响，因此在50mMNH4-N浓度下进行了以下实验，以验证在多个混合DD e ED循环中操作的混合工艺的可行性和稳定性。3.2.多循环模式下混合DDe ED工艺的优点3.2.1.强化氨在混合工艺的三个循环操作期间，进料和酸中氨浓度分别连续降低和增加，如图4a所示。酸室中氨的最终浓度高达2372 mg L-1，回收率为85.6%。如图4b所示，与常规方法相比，混合方法的去除率高至95.5%~64.8%，也优于那些替代回收工艺（38和88%，表S4），其NH+4浓度相当。此外，氨的回收率从73.2%逐渐增加到94.4%，约为DD工艺（约30.6%）的2至3倍这可以归因于在ED阶段期间在阴极处产生的OH -的辅助下，来自先前循环的氨的连续转移[18]。因此，混合DDe ED 工 艺 的 平均NH4-N通量（99.1 g N d-1 m-2）比DD工艺（61.9 gNd-1m-2）增加了60.2%（图1A）。 4 f）。C-CC-C-CCC、C，C-CCCZ. Dai，C. Chen，Y. Li等人环境科学与生态技术15（2023）1002555进料中的pH值略有升高，并且OH-穿过CEM泄漏，这也解释了进料中pH值的轻微升高。有趣的是，如图所示。 4 e，当进料中的pH高于接收器中的pH时，仍发现进料pH的略微上升趋势，这似乎与OH -泄漏不一致。这可以主要归因于NH 4O4/HCO3-浓度的变化（即，缓冲物质）以及物质水解的发生，这超出了我们工作的主要范围[35]。在每个循环的ED阶段，接收室中的pH值增加到高于9.3，这导致NH3在NH4-NH3缓冲液对中占主导地位，因此，成功地进行了氨再精制（图1）。4 a）。 与DD过程相比，DD e ED混合过程中的OH-损失减少了78.0%（图13）。 4 f）。此外，发现在三循环混合DDeED过程中OH-的损失逐渐减少，这主要归因于由碱泄漏引起的初始pH的降低，根据等式（10）。3.3.餐厨垃圾厌氧消化液中氨的回收以厌氧消化液为原料，研究了DDeED复合工艺的运行性能，厨房废水（NH4浓度为6 -8mM）。一种稳定的NH4+见图4。 复合DDe ED工艺在三循环运行中的性能：NH+4-N结果表明，该工艺对实际废水的去除率为82.0%，氨氮回收率为71.2%。 5点随着最终的铵浓度达到4-12图1示出了相对于时间的NH 4 -N浓度（a）、Na+浓度（c）和溶液pH（e），以及相对于DD独立的NH4-N释放和回收（b）、Na+损失和回收（d）、穿过 CEM 的OH-损失和NH4-N释放（f）。在图4b中，Rem和Rec分别表示去除初始条件为：进料溶液中的NH 4 HCO 3浓度为1/450 mM ， 接 收 溶 液 中 的 Na 2CO 3 浓 度 为 1/4100 mM （ 90 mMNaCl = 10mMNaOH），酸溶液中的H2SO4浓度为1/40.5M。3.2.2. 减少驱动阳离子如图4c所示，受纳体中的Na+浓度在DD中先降低后升高，在ED中相应地改变饲料中的Na+浓度在恒电流模式下，Na+的迁移主要由浓度差（DD）和电位差（ED）驱动。氨回收是以失去驱动阳离子（即，在DD工艺中，将水（例如，碳酸钠）添加到进料中，可能通过抑制微生物活性而影响随后的废水处理工艺[29，33，34]。ED阶段后回收的驱动离子发现每个循环后接收溶液中驱动离子的少量损失，如与初始值相比逐渐降低的Na+浓度 虽然这种不可避免的损失确实影响了CEM中Na+的浓度梯度，但根据我们提出的模型，下一个DD阶段的百分比是可预测的，最大偏差为<6%（图1A和1B）。S3a e c）。我们的研究结果表明，在未来的长期运行的混合过程中，需要一个微妙的操作策略。在DD和整个混合DD和 ED过程中的三个循环的Na+损失是稳定的，平均分别为43.8%和10.7%换句话说，混合工艺的Na+损失减少了75.6%，87.1%的初始Na+被回收回接收器（图1）。 4 d）。3.2.3. 减少OH-在混合DD e ED工艺中，进料室和接收室中的pH随时间的变化示于图1中。 4 e. 在第一个循环的DD阶段，接收室的pH值从12降至7. 7（微碱性） 这一现象可归因于NH4+离子的扩散导致OH-的消耗~2600 mg/L，且无其他竞争阳离子（即，通过在酸室中测定废水中的钾、镁、碳等元素，生产出高纯度的硫酸铵溶液。但是图图5A还显示了其它共存阳离子向反应器的迁移，最大浓度为9.1和1. 3mM的钾离子和二价离子（即，，Ca2θ，Mg2θ）的影响。就这些离子种类的总转移量而言，NH4+4的值（14.5mmol）超过其他共阳离子离子（单价和二价种类分别为2.3和0.33mmol）。三次循环后膜试样的SEM数据图5. 混合式电渗析工艺在三循环运行中的性能：NH+4-N浓度（a），相应的去除和回收（b），以及Na+和OH-损失（c）。 在每个循环中使用新鲜进料，如图1B中的粉红色箭头所示。 5点SW和RW分别表示合成废水和实际废水，见图10。 5b号和C.在图5b中，Rem和Rec分别表示去除和回收。初始条件为：在进料溶液中，对于SW，NH4HCO3浓度为<$450 mM，对于RW，厌氧消化器流出物浓度为<$468 mM，在接收溶液中Na+浓度为<$4100 mM（90 mM NaCl× 10 mM NaOH），在酸溶液中H2SO4浓度为<$4 0.5M。Z. Dai，C. Chen，Y. Li等人环境科学与生态技术15（2023）1002556操作显示，与GPM和CEM的原始膜相比，膜的表面和横截面形态分别没有差异（图1）。 S4）。该复合工艺的抗污染潜力值得进一步研究。 这样的结果不仅可以归因于浓度的特权，如表1所示，而且还可以归因于NH4+的扩散性，特别是与二价阳离子相比[29，36]。 如图 5b，处理实际废水的工艺性能比简单合成溶液的工艺性能稍差~10%，无论是去除还是回收。这样的结果表明，实际废水的复杂性质对回收过程表现出很小的不利影响此外，在图1中的实际废水中，复合工艺中Na+和OH -的损失率略高。 5C主要是由于杂质离子的竞争（即， K~+、Mg ~（2+）、Ca ~（2+）与N ~（2+）在电渗析过程中的回收利用，以及由于电渗析过程中的微量杂质离子可能消耗一部分O ~（H-）（即， Mg 2μ m，Ca2μ m）从进料到接收室（图1）。 5 a和表S3）。幸运的是，先前的研究表明，给定单价选择性阳离子交换膜（例如，Selemion CSO），可以最小化氨回收过程中二价离子迁移的上述不利影响[29]。此外，接收室的pH值在每个循环中表现出类似的重复模式（从7.9增加到约11.6），与合成溶液的数据一致（图4 e），考虑到pKa值接近9.3（图4 e），有利于氨的连续回收。 S5a）。利用太阳能，在输入能量为3.82kWh·kg·N1的条件下，实际废水的复合DD e ED工艺的氨通量可达98.2gNd-1m-2。与合成溶液相比，复合工艺处理实际废水的能耗降低了19. 1%（图S5b）。 这可能是由于实际废水中较高的NH_4浓度和较高的电导率导致的较低的内阻[2]。有趣的是，在处理实际流的混合过程中，DD阶段的性能可以通过具有参数输入的模型（方程（2））来预测（图1A和1B）。S3d e f）。当DD过程的预测去除效率低于预期值时，换句话说，应该结束混合DD和ED过程的多个循环，并且应该将驱动离子补充到接收器室中，以最大化通过DD过程的无能量NH4+去除的效果。综上所述，混合DD e ED工艺可稳定地从以厨余为进料的厌氧消化器的流出物中实现高效的氨回收。3.4.与其它氨回收工艺的图6比较了所报道的氨回收方法的能量学。由于大多数是电力驱动的过程（粉红色），其性能和能源效率与所施加的电流密度高度相关 [32]。考虑到培养的生物质的辅 助，所需的电能 范 围 为 5 至25kWhkg-1，其有效地将废水中含有的化学能转化为电能，通常称为生物电化学（BES）过程[37]。然而，在长期操作中不容易维持用于稳健生物活性的适当条件相比之下，DD或ED的间歇性辅助有望降低特定能量输入（绿色）。在3.82kWhkg-N-1（太阳能输入， 根 据 等 式（7））时，混合式DD过程实现了高达98.2 gN d-1 m-2，与处理中等浓度废水的较高电流密度下的ES絮凝剂相当（表S4）。尽管混合工艺的能耗似乎高于独立DD情况下的能耗（2.06kWhkg-N1），但实际上混合工艺的性能得到了很大改善（图11）。 6），在离网模式下具有进一步的应用潜力（例如，太阳能输入）。我们的NH400REMOVAL数据也优于见图6。能量消耗每单位的N相对于从进料溶液中去除在中等到高的初始NH_4浓度（>50mM或7 0 0mgL-1）。 粉色区域代表电化学过程，蓝色区域代表非电化学过程，绿色区域代表部分电力辅助的过程。MEC：微生物电解槽。CapAmm：用于氨回收的电容TMCS：跨膜化学吸附。BES：生物电化学过程. MECe FO：微生物电解池和正向渗透混合工艺。ES：非生物电化学过程。HRES：H2循环电化学法.EC：电化学电池。MAP：鸟粪石沉淀。MAPe LASS：鸟粪石沉淀-污水污泥灰的沥滤。DDe OD：唐南透析和渗透蒸馏。EDeDD：电化学系统e唐南透析。 在中等NH_4~--N浓度下，DD e ED混合过程的能量效率特性表示为“本研究”。本文中DD e ED系统的能量消耗源自来自光伏板的太阳能。常规方法，包括鸟粪石沉淀（蓝色），其通常遭受一系列问题，如高化学品使用和二次污染[8，9]。因此，再次强调了混合工艺的预期效率，如图6和表S4所示。以厌氧消化池处理厨余废水的处理效果为基础，计算了混合DDeED工艺回收NH_4的经济性评价，NH_4浓度为1224mgL~（-1），5m3 d-1废水（图S6）。输入、假设和计算过程详见表S5和S6[8、38和42]。考虑到氮的循环利用价值，复合型脱氮除磷工艺的净成本为1358元/年，经济成本为3.8kg·N1，远低于无气膜系统的10kg·N1。1kg-N1）[3 8]。这一结果表明，混合DD-e-ED工艺具有很大的经济潜力，从含氮废水中回收氨。值得注意的是，潜在的环境和生态效益不包括在本分析中，我们认为，减少温室气体（直接和/或间接N2O）排放和水体富营养化的风险将进一步增加氨回收过程的效益。4. 结论我们的研究提出了一种通过混合Donnan渗析和电渗析（DDe ED）工艺从废水中有效和可持续地去除和回收氨的方法，该方法利用工业盐作为DD中的驱动物质，并利用太阳能作为ED中的驱动力。提出了一种假设，即可以操纵NH34和驱动阳离子（NH3）的转移，以在这样的系统中有效地回收氨，由于NH34转化为NH3的固有Farad反应，具有适当的pH条件。在传质模型的指导下，复合DDeED工艺实现了氨去除率>95%，Na+去除率> 100%。Z. Dai，C. Chen，Y. Li等人环境科学与生态技术15（2023）1002557回收效率>87%，与DD独立情况相比，OH -损失率降低高达78%。在3.82kWh·kg·N1条件下，处理厨余垃圾厌氧消化池的出水，氨通量为98.2gNm-2d- 1。未来的工作可能会进一步调查自动控制下的放大模块的长期性能，特别是在偏远的农村地区，从废水中回收养分。CRediT作者贡献声明戴之南：概念化，调查，方法论，形式分析，写作-初稿。陈聪：形式分析，验证，可视化。李一凡：形式分析，可视化。HaoquanZhang：形式化分析，可视化。Mariana Rodrigues：写作-评论编辑。&Philipp Kuntke：写作-评论编辑。&姚静梅：写作-评论编辑.&乐涵：监制、编审、经费筹措.竞争利益作者声明，他们对本文的研究、作者身份或出版没有潜在的利益冲突确认作者感谢国家自然科学基金（51908083，52270058）、重庆市留学人 员 创 业 创 新 支 持 计 划 （ CX2021121 ） 、 国 家 重 点 研 发 计 划（2022YFC3203402）和重庆市研究生科研创新基金（CYS22066）的资助。&M.罗德里格斯感谢欧洲可持续水技术卓越中心Wetsus的支持。附录A. 补充数据本文的补充数据可以在https://doi.org/10.1016/j.ese.2023.100255上找到。引用[1] H. Cruz，Y. Y.劳，J.S.Gues，K.Rabaey，D.巴特斯通湾莱科克Verstraete，I. Pikaar ， Mainstreamammoniumrecoverytoadvancesustainableurbanwastewater management ， Environ. Sci. 技 术 53 （ 2019 ） 11066 和11079。[2] C. Zhang，J. Ma，J. Song，C.他，T. D。王伟，用集成电容式低压电极膜汽提系统从废水中连续回收氨，环境。Sci. Technol. 52（2018）14275e 14285。[3] Y. 利河，巴西-地Wang，S.Shi，H.纽约州曹市Yip，S.林，双极膜电渗析从合成尿中回收氨：实验，建模和性能分析，环境。Sci. Technol. 55（2021）14886e 14896。[4] H. 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