磁性樹脂預處理對粉末活性炭吸附水中卡馬西平的影響

陳 衛,陳 文,劉 成*,張 姍,朱浩強

(1.河海大學淺水湖泊綜合治理與資源開發教育部重點實驗室,江蘇 南京 210098；2.河海大學環境學院,江蘇 南京 210098)

磁性樹脂預處理對粉末活性炭吸附水中卡馬西平的影響

陳 衛1,2,陳 文2,劉 成2*,張 姍2,朱浩強2

(1.河海大學淺水湖泊綜合治理與資源開發教育部重點實驗室,江蘇 南京 210098；2.河海大學環境學院,江蘇 南京 210098)

通過磁性樹脂預處理,來提高粉末活性炭(PAC)應對水源水中突發以卡馬西平(CBZ)為代表的PPCPs類有機物污染風險的能力.結果顯示,Freundlich吸附模型可以更好描述PAC對CBZ的吸附規律;假一級動力學對CBZ吸附動力學過程模擬結果良好,假二級動力學更適合模擬時間大于1h的吸附過程;200～300目PAC具有較大的吸附容量和較快的吸附速率;在模擬配水試驗中,磁性樹脂與PAC聯用相比單獨使用PAC時,DOC去除率提高了40.64%,UV254去除率提高了41.27%,CBZ去除率提高了14.72%.在去除水中有機污染物過程中,磁性樹脂與PAC間存在協同作用,磁性樹脂預處理強化了PAC對CBZ的去除效果.

粉末活性炭；卡馬西平；磁性樹脂；強化

粉末活性炭(PAC)可以有效去除水的嗅味以及酚、鹵代甲烷、天然有機物和各種有毒有害物質等[1],常作為應對水質季節性惡化及突發性事故的水源凈化處理技術.隨著人們生活衛生水平提高,藥物和個人護理用品(PPCPs)得到大量廣泛的應用,導致這類微量有機污染物在環境水體中越來越頻繁被檢出[2-4],其中,以卡馬西平(Carbamazepine,CBZ)為代表的神經類藥物,由于具有一定的生態毒性[5],在現階段備受矚目.目前,常規水處理工藝不能有效去除水中的 PPCPs[6],這就對PAC是否能應對PPCPs類有機污染物風險提出了嚴峻的挑戰.

在PAC去除水體中PPCPs方面,國內鮮有報道,但國外已做了大量的研究工作∶Adams等[7]在去除水中μg/L水平的抗生素試驗中發現,當PAC投加5mg/L時,抗生素去除率僅為25%～50%,直到投加50mg/L時,去除率才大于90%.這是因為部分藥物對活性炭吸附存在頑強的抗性,且水中天然有機物含量和特性也對 PPCPs的去除效果有重要影響[8].Ternes等[9]認為雖然 PAC對常見PPCPs去除效果顯著,但PAC使用成本較高,且PAC吸附飽和后如果處理不當也會帶來二次污染.

然而,近年來發展迅速的磁性離子交換樹脂(MIEX?)技術已在澳大利亞和美國等地區廣泛應用于水中有機污染物的去除[10-11].大量研究表明[12-15],MIEX?主要可以去除水中帶負電的溶解性天然有機物,DOC去除率可達 60%以上,還具有工藝效率高、占地面積小、操作運行簡單、樹脂可循環再生等優點[16].

基于水源水中PPCPs突發污染問題,本文以典型污染物CBZ為對象,研究PAC對水中CBZ的去除規律,并就自主研發的磁性樹脂材料,考察磁性樹脂與PAC聯用時對水中有機污染物的去除效能,分析探討磁性樹脂預處理對PAC吸附去除CBZ的影響,為水源水中突發性CBZ污染的實際應急處理提供一種新思路.

1 材料與方法

1.1 試驗試劑和儀器

主要試劑∶卡馬西平標準樣品(純度均>99.0%,規格為5g,比利時Acros公司),甲醇(色譜純,阿拉丁試劑),試驗用水為超純水.

主要儀器∶高效液相色譜儀(LC—20A,日本島津有限公司),C18固相萃取柱(500mg/3mL, VARIAN公司),水浴氮吹儀(HSC-12B,天津恒奧科技有限公司),循環水式真空泵(SHZ-D(Ⅲ),鞏義市予華儀器有限責任公司),TOC分析儀(Multi N/C 2100,德國耶拿分析儀器股份公司),紫外可見分光光度計(T6新世紀,北京普析通用儀器有限責任公司),混凝試驗攪拌機(ZR4—6,深圳中潤水工業技術發展有限公司),水浴恒溫振蕩器(SHZ—28,常州諾基儀器有限公司).

1.2 試驗材料

煤質顆粒活性炭(亞甲藍值 151mg/g,碘值781mg/g,苯酚值 146mg/g)經破碎篩分后得80～320目粉末活性炭,各目數下活性炭孔隙特征見表1.

表1 粉末活性炭孔隙特征Table 1 Pore characteristics of powdered activated carbon

自主研發的磁性強堿型離子交換樹脂,簡稱磁性樹脂,具體制備方法見專利201210054063.6.磁性樹脂性能表征見表2.

表2 磁性樹脂的理化性能Table 2 Physico-chemical properties of magnetic resin

1.3 試驗方法

已有研究表明CBZ在水環境中濃度一般為ng/L～μg/L 水 平[6],但 也 有 高 達 13.794～16.522μg/L的報道[17].因此,為便于研究對 CBZ的去除規律,適當放大調整 CBZ初始濃度為200μg/L.

第 1階段,采用純水配水試驗.采用濃度為100mg/L的CBZ標準儲備液和超純水配制CBZ濃度為200μg/L的原水樣.通過靜態吸附試驗,擬合PAC對CBZ的吸附等溫線和吸附動力學方程,考察80～320目下PAC對CBZ的吸附容量和吸附速率,比選最優 PAC目數.通過動態吸附試驗,在最優目數下,確定PAC去除CBZ的最佳投加濃度和反應時間.

第2階段,采用模擬配水試驗.利用超純水配制濃度為4mg/L左右的腐殖酸溶液,然后向其中投加一定量的 CBZ標準儲備液,使最終水樣中CBZ濃度為 200μg/L,來模擬天然水源水中有機物組分.先考察單獨使用PAC時對水中天然有機物和 CBZ的去除效果.再研究磁性樹脂和 PAC的聯用工藝,在原水中投加磁性樹脂經行攪拌預處理,然后取其上清液進行 PAC的吸附試驗,探討磁性樹脂預處理對 PAC去除天然有機物和CBZ的強化效果和機理.

1.4 檢測項目與方法

1.4.1 常規指標的測定 UV254采用 Millipore 0.45μm微孔濾膜,紫外分光光度計測定;DOC采用Millipore 0.45μm微孔濾膜,TOC儀測定.

1.4.2 CBZ的測定 含目標物CBZ的水樣經Anpel 0.22μm 微孔濾膜過濾后,再經固相萃取柱富集濃縮,然后通過高效液相色譜法進行測定,檢測條件為∶色譜柱采用日本島津 GL Inertsil ODS—SP色譜柱(4.6mm×250mm,5μm),流動相為 V(甲醇)∶V(水)=60∶40,流速為1mL/min,柱溫為25℃,檢測波長為285nm,進樣量為20μL[17].

2 結果與討論

2.1 PAC對CBZ去除效果的研究

2.1.1 CBZ吸附等溫線擬合 選擇80～100、100～200、200～300、300～320目數的PAC進行試驗,向一系列含有 CBZ濃度為 200μg/L的100mL原水中分別投加10,20,30,40,50mg/L的不同目數的PAC,置于恒溫振蕩器中,溫度控制為 20℃,調整合適的振蕩頻率,勻速振蕩 1h,然后用濾紙過濾,實現炭液分離,再用 0.22μm 微孔濾膜抽濾,測定濾液中剩余CBZ濃度.將試驗結果分別進行Langmuir和Freundlich吸附模型擬合.

Langmuir吸附模型

吸附模型公式(1)和(2)經線性化后分別為式(3)和(4)∶

式中,eq為平衡吸附容量,mg/g;eC為吸附平衡時剩余 CBZ濃度,mg/L;mq為最大吸附容量,mg/g; K、1/n和b均為常數.

4種不同目數PAC對CBZ吸附等溫線的Langmuir吸附模型和 Freundlich吸附模型擬合結果見圖1及表3.

圖1 CBZ吸附等溫線Fig.1 Adsorption isotherms of CBZ

由表3可知,4種PAC對CBZ的Freundlich吸附模型的擬合相關度均要大于Langmuir吸附模型擬合相關度.分析原因是水中相對較低的CBZ濃度和相對較高投加濃度的PAC(>10mg/L)造成活性炭表面吸附的CBZ分子沒有達到完全的單層分子分布.如果 CBZ濃度較高,則描述單分子層吸附的 Langmuir吸附等溫線會比Freundlich吸附等溫線有更好的擬合效果.故以Freundlich吸附模型作為下一步選擇活性炭目數的依據.

表3 CBZ吸附等溫線模型擬合參數Table 3 Fitting parameters of the CBZ adsorption isotherms

式(4)中直線的截距為logK,斜率為1/n.K值越大,活性炭的平衡吸附容量越大.1/n值表示隨著吸附質質量濃度的增加吸附容量增加的速度.通常1/n值在0.1～0.5時容易吸附,當1/n>2時難以吸附[18].利用K和1/n兩個參數,可以比較不同活性炭的吸附特性.4種 PAC的 logK值分別為∶0.807、1.099、1.499、1.197;1/n值分別為∶0.173、 0.290、0.376、0.301,其中200～300目的PAC的logK值最大為1.499,相應K值為31.55,且1/n值為0.376在0.1～0.5的范圍內.綜上,得出200～300目的PAC的K值和1/n值較為合適,對CBZ表現出了良好的吸附效果和相對穩定性,其吸附等溫線方程為

根據所得吸附等溫線方程,可以計算出各種去除要求下PAC的理論用量.由于目前國際上針對自然水環境中殘留的CBZ濃度并未做出任何的限定,根據環境中CBZ的濃度分布及凈水工藝的處理能力,參考《生活飲用水衛生標準》[19]中對其他微量有機污染物限值的規定,在本研究中原水的CBZ濃度為200μg/L情況下,要求PAC吸附后CBZ的濃度低于20μg/L,去除率達到90%以上,以此來計算 PAC投加濃度.代入平衡濃度條件,得到當 CBZ的濃度為 20μg/L時對應的PAC 平衡吸附容量為7.247(μg/mg).因此,理論上所需200～300目PAC的投加濃度為

2.1.2 CBZ吸附速率 配制一系列含有CBZ濃度為200μg/L的100mL原水樣,分別投加30mg/L的4種不同目數的PAC,置于恒溫振蕩器中,分別在振蕩時間為10,20,30,40,50min時取樣,測定剩余CBZ濃度,考察4種PAC對CBZ的吸附速率.吸附時間對PAC吸附CBZ效果影響見圖2.

圖2 吸附時間對CBZ去除效果的影響Fig.2 Effects of adsorption time on removal efficiency of CBZ by powdered activated carbon

由圖2可以看出,除80～100目的PAC外,其他3種目數的PAC在吸附初期的前10min內對CBZ的吸附速度都很快,CBZ的濃度迅速下降,屬于快速吸附階段.其中,200～300目的 PAC對CBZ的去除曲線斜率最大,反應最為迅速.在10min后,CBZ的去除率隨即開始減緩,進行到30min時,CBZ的去除率已可達 80%～90%,且隨時間推移變化不大.在吸附時間到達 50～60min時,CBZ的剩余濃度基本保持在各條件下的最低水平,PAC對CBZ的吸附趨于平衡.

為進一步闡述4種PAC對CBZ的吸附速率情況,分別采用以下 2種常用的簡化動力學模型對試驗數據進行擬合[20].

假一級動力學方程

假二級動力學方程

式中,t為吸附時間,min;qe為平衡吸附容量, mg/g;qt為t時刻的吸附容量 mg/g;k1,m in?1和k2,g/(mg?min)分別為假一級和假二級動力學吸附速率常數.

4種不同目數PAC對CBZ吸附動力學模型擬合結果見圖3及表4.

圖3 CBZ吸附動力學曲線Fig.3 Adsorption kinetic curves of CBZ

表4 CBZ吸附動力學模型擬合參數Table 4 Fitting parameters of the CBZ adsorption kinetics

由圖3和表4可知,假一級和假二級動力學模型均能較好描述PAC對CBZ的吸附動力學過程, 擬合相關度R2都在0.99以上.假一級和假二級方程速率常數以及平衡吸附容量大小排序是相同的,為 200～300>300～320>100～200>80～100目.這與圖2所表現出的200～300目PAC吸附速率最快,80～100目 PAC吸附速率最慢的結果一致.雖然假二級比假一級模型相關度更高,但假一級模型計算所得的平衡吸附容量與實驗測定結果相差較小.這是由于實驗測得平衡吸附容量是吸附進行 1h的結果,是偽平衡吸附容量,隨著吸附時間的延長,偽平衡吸附容量會有所增加,因此,假二級模型更適合描述吸附時間大于1h的吸附過程.

2.1.3 PAC投加濃度和反應時間的確定 利用試驗優選出的200～300目PAC來處理含有CBZ的原水.在CBZ濃度為200μg/L的100mL原水中,分別投加 10,20,30,40,50mg/L的 PAC,置于振蕩器中,每隔10min取樣,然后測定濾液中CBZ剩余濃度,確定200～300目PAC最佳投加濃度及反應時間,結果如圖4所示.

圖4 PAC投加濃度及反應時間對CBZ去除效果的影響Fig.4 Effects of dosage and time on removal efficiency of CBZ by powdered activated carbon

由圖4的試驗結果可知,隨著PAC投加濃度增加,水中CBZ的去除率也隨之提高,但是CBZ的去除率并不是均勻增加的.投加的PAC濃度越高,CBZ的去除率提高越不明顯,使得在去除率相對穩定后,PAC投加濃度為50mg/L比40mg/L時去除率僅提高了 2.06%～2.33%.在吸附初期PAC對CBZ的吸附速率很大,CBZ的濃度降低很快,當反應10min后,不同投加濃度下PAC的吸附速率均開始下降,CBZ濃度降低的速度逐漸變緩,這與 2.1.2的試驗結果是一致的.當反應時間達到30min時,PAC對CBZ的去除率已基本不變,PAC對CBZ的吸附趨于動態平衡狀態.

根據《室外給水設計規范》[21]中規定∶“粉末活性炭用量宜為5～30mg/L”,考慮到本試驗研究的是水源水中微量CBZ突發污染的情況,確定200～300目PAC的最佳投加濃度為40mg/L是可以接受的,反應時間為30min,此時CBZ的去除率為90.83%,可滿足剩余CBZ濃度小于20μg/L的要求.

2.2 磁性樹脂與 PAC聯用對天然有機物和CBZ的去除效果研究

2.2.1 PAC對水中天然有機物和CBZ去除 根據2.1.3中確定的PAC最佳投加濃度和反應時間,通過調制腐殖酸溶液來模擬實際水體中有機物分布條件,考察天然有機物和CBZ同時存在情況下PAC對水體的凈化效果.試驗結果見表5.

表5 PAC對模擬配水中有機污染物的去除效果Table 5 Removal of organic contaminants in simulated source water by powdered activated carbon

如表5所示,相比純水配水情況,CBZ的去除率有了明顯的下降,只有76.59%,降低了14.24%.但與此同時,DOC和UV254均得到了一定的去除.這說明天然有機物的存在確實會與CBZ在PAC表面上產生競爭吸附現象.已有研究表明[22-23],在PAC表面上主要發生兩種競爭機理∶直接的吸附位點的競爭和PAC孔洞堵塞.由于腐殖酸的分子量分布在幾百至數萬之間,小分子量部分會通過直接點位競爭作用與CBZ進行競爭吸附,而分子量較大的部分在到達PAC表面的過程中則會對CBZ分子起到阻擋作用[24],同時還會堵塞 PAC表面的微孔,使得CBZ分子較難擴散至PAC表面上以至進入PAC的內部孔道.這些原因均會導致PAC吸附CBZ過程變得更加困難,去除效果有所下降.

2.2.2 磁性樹脂與PAC聯用對水中天然有機物和CBZ去除 將磁性樹脂作為PAC凈水的強化手段,原水通過磁性樹脂預處理后,再經 PAC吸附,研究聯用工藝對模擬配水中混合有機污染物的去除規律.

向配制好的一系列1L模擬水樣中分別投加5～20mL磁性樹脂,攪拌速度為 200r/min,反應每隔 10min取出水樣 100mL,分離出磁性樹脂后,再加入 40mg/L的 200～300目 PAC,吸附反應30min.原水水質為水溫 18.3℃,pH 6.9,DOC 4.14mg/L, UV2540.229cm-1,CBZ 200μg/L.去除效果見圖5、圖6和圖7.

圖5 磁性樹脂與PAC聯用對DOC的去除效果Fig.5 Removal efficiency of DOC by the combination of magnetic resin and powdered activated carbon

圖6 磁性樹脂與PAC聯用對UV254的去除效果Fig.6 Removal efficiency of UV254by the combination of magnetic resin and powdered activated carbon

由圖5和圖6顯示出,磁性樹脂在去除天然有機污染物方面做出了主要貢獻.DOC去除率隨樹脂投加濃度增加而穩步提高,處于 63.04%～84.54%的范圍.在小投加濃度下,UV254的去除率受樹脂投加濃度影響變化較大,但當投加濃度提高到15mL/L時,去除率已可基本穩定在90%以上.從時間上來看,顯然反應時間越長,有機物去除效果越好.但是,樹脂預處理30min后,時間延長對有機物去除率的提高已無明顯作用.在經過PAC的吸附后,PAC對DOC和UV254凈化作用十分有限,去除率均不到10%.這是因為經過預處理后,水中剩余的是磁性樹脂難以處理的大分子量疏水性有機物[14],同時由于大分子量有機物易堵塞PAC孔道[25],所以PAC對這部分有機物去除效果也很差.但兩者工藝聯用后對 DOC去除率為 65.94%～86.96%、UV254去除率為 70.14%～99.40%,明顯要優于單獨使用PAC時DOC去除率35.45%、UV254去除率51.88%.

圖7 磁性樹脂與PAC聯用對CBZ的去除效果Fig.7 Removal efficiency of CBZ by the combination of magnetic resin and powdered activated carbon

由圖7可以看出,PAC發達的孔隙結構和巨大的比表面積在吸附去除CBZ這樣小分子有機物方面發揮了強大的潛力.通過磁性樹脂與 PAC的聯用,顯著提高了PAC對CBZ的吸附效果,去除率為81.69%～88.07%,相比單獨使用PAC時的去除率76.59%要高出許多,而且聯用工藝對CBZ的總去除率為 83.20%～95.82%.以上結果再一次證實,天然有機物的存在確實會阻礙PAC對CBZ這類小分子有機物的吸附.

在本試驗中,磁性樹脂雖然對CBZ也有直接的去除效果,但去除率僅為 1.51%～11.39%,更為重要的是磁性樹脂預處理可以改善PAC對CBZ的吸附環境,即降低了原水中大分子天然有機物對PAC表面微孔堵塞的程度,減少了小分子量部分與CBZ間的直接競爭吸附作用.通過這些作用,磁性樹脂強化了PAC對水中CBZ的吸附去除效果.這與 Humbert等[26]在研究離子交換樹脂與PAC聯用去除水中微量阿特拉津的研究結果類似.此外,在去除水中天然有機物和 CBZ兩方面,磁性樹脂和PAC各自承擔相應的主體工藝實現去除,彌補了各自工藝效果的缺陷,兩者間是具有協同作用的.若將磁性樹脂預處理工藝應用于實際中,也將極大減少 PAC的使用量,降低制水成本,這需要進一步的工作展開研究.

綜合以上試驗結果,當磁性樹脂預處理10min后,大部分DOC和UV254便可被去除,隨后的時間里去除速度逐漸減慢,30min后去除率基本不再增加.而當磁性樹脂投加濃度達到10mL/L后,聯用工藝對CBZ的去除效果已難以提高.鑒于此,針對溫度18.3℃、pH值6.9、DOC值 4.14mg/L、UV254值 0.229cm–1、CBZ濃度200μg/L的模擬水樣,確定聯用工藝的運行參數為∶磁性樹脂投加濃度為 10mL/L,反應時間為30min,攪拌速度為 200r/min,其后串聯 200～300目PAC,投加濃度為40mg/L,反應時間為30min.在此最優工況下,DOC去除率為76.09%,UV254去除率為93.15%,CBZ去除率為91.31%,CBZ殘余濃度低于20μg/L.

3 結論

3.1 Freundlich吸附模型相比Langmuir吸附模型可以更好地模擬PAC對CBZ的吸附規律,擬合吸附等溫線方程為.假一級吸附模型適合描述1h以內的CBZ的吸附過程,吸附時間大于1h時,選用假二級吸附模型擬合效果較好.200～300目PAC在吸附容量和吸附速率兩個方面表現最為突出,選為PAC最優目數.

3.2 單獨使用 PAC對模擬水樣進行處理,由于天然有機物與CBZ間存在競爭吸附現象,CBZ去除率僅為 76.59%.競爭機理主要包括∶小分子天然有機物與CBZ直接競爭PAC表面上的吸附位點;大分子天然有機物阻擋CBZ擴散至PAC表面,且堵塞PAC表面微孔阻止CBZ進入PAC內部孔道.

3.3 磁性樹脂預處理提高了天然有機物的去除效果,減輕了天然有機物與CBZ在PAC表面上的競爭吸附現象,使得PAC能充分吸附去除CBZ.磁性樹脂和PAC兩者之間具有協同作用,磁性樹脂預處理可以強化PAC對水中CBZ的去除效果.

3.4 在最優工況下,聯用工藝對有機物的去除效果∶DOC去除率為 76.09%,UV254去除率為93.15%, CBZ去除率為91.31%.

[1] 高乃云,嚴 敏,樂林生.飲用水強化處理技術 [M]. 北京：化學工業出版社, 2005.

[2] 胡洪營,王 超,郭美婷.藥品和個人護理用品(PPCPs)對環境的污染現狀與研究進展 [J]. 生態環境, 2005,14(6)：947-952.

[3] Heberer T. Occurrence, fate, and removal of pharmaceutical residues in the aquatic environment： a review of recent research data [J]. Toxicology Letters, 2002,131(1/2)：5-17.

[4] Miège C, Choubert J M, Ribeiro L, et al. Fate of pharmaceuticals and personal care products in wastewater treatment plants -Conception of a database and first results [J]. Environmental Pollution, 2009,157(5)：1721-1726.

[5] Jones O A H, Voulvoulis N, Lester J N. Aquatic environmental assessment of the top 25English prescription pharmaceuticals [J]. Water Research, 2002,36(20)：5013-5022.

[6] 唐玉霖,高乃云,龐維海,等.藥物和個人護理用品在水環境中的現狀與去除研究 [J]. 給水排水, 2008,34(5)：116-121.

[7] Adams C, Wang Y, Loftin K, et al. Removal of antibiotics from surface and distilled water in conventional water treatment processes [J]. Journal of Environmental Engineering, 2002, 128(3)：253-260.

[8] Westerhoff P, Yoon Y, Snyder S, et al. Fate of endocrinedisruptor pharmaceutical and personal care product chemicals during simulated drinking water treatment processes [J]. Environmental Science and Technology, 2006,39(17)：6649-6663.

[9] 趙 琦,何小娟,唐翀鵬,等.藥物和個人護理用品(PPCPs)處理方法研究進展 [J]. 凈水技術, 2010,29(4)：5-10.

[10] Cadee K, O'Leary B, Smith P, et al. World's first magnetic ion exchange (MIEX?) water treatment plant to be installed in western Australia [R]. Denver： AWWA Annual Conference, 2000.

[11] Drikas M, Dixon M, Morran J. Long term case study of MIEX pre-treatment in drinking water; understanding NOM removal [J]. Water Research, 2011,45(4)：1539-1548.

[12] Boyer T H, Singer P C. Bench-scale testing of a magnetic ion exchange resin for removal of disinfection by-product precursors [J]. Water Research, 2005,39(7)：1265-1276.

[13] 韓志剛,陳 衛,劉 成,等.MIEX?處理某湖泊水源水中試研究[J]. 給水排水, 2009,35(7)：21-24.

[14] 陳 衛,韓志剛,劉 成,等.磁性離子交換樹脂對原水中有機物去除效能的研究 [J]. 中國環境科學, 2009,29(7)：707-712.

[15] 嚴 敏,高乃云,李富生.MIEX在水處理中的應用 [J]. 給水排水, 2010,36(7)：30-33.

[16] 潘若平,鄧慧萍.磁性離子交換樹脂在飲用水預處理中的應用[J]. 工業用水與廢水, 2009,40(2)：63-67.

[17] 楊 林,薛 罡.給水系統中卡馬西平含量測定方法的研究 [J].環境科學與技術, 2010,33(12)：137-139.

[18] 趙志偉,崔福義,張震宇,等.粉末活性炭吸附去除水源水中硝基苯的優選試驗 [J]. 沈陽建筑大學學報(自然科學版), 2007, 23(1)：134-137.

[19] GB5749-2006 生活飲用水衛生標準 [S].

[20] 林明利,趙志偉,崔福義.粉末活性炭吸附水中氯苯的動力學研究 [J]. 哈爾濱工業大學學報, 2010,42(12)：1898-1901.

[21] GB50013-2006 室外給水設計規范 [S].

[22] Pelekani C, Snoeyink V L. Competitive adsorption in natural water： role of activated carbon pore size [J]. Water Research, 1999,33(5)：1209-1219.

[23] Al Mardini F, Legube B. Effect of the adsorbate (Bromacil) equilibrium concentration in water on its adsorption on powdered activated carbon. Part 3： Competition with natural organic matter [J]. Journal of Hazardous Materials, 2010,182(1-3)：10-17.

[24] 李若愚,高乃云,徐 斌,等.從分子質量的變化分析有機物對GAC吸附內分泌干擾物(BPA)的影響 [J]. 環境科學, 2006, 27(12)：2488-2494.

[25] 董秉直,張慶元,馮 晶.粉末活性炭預處理對超濾膜通量的影響 [J]. 環境科學學報, 2008,28(10)：1981-1987.

[26] Humbert H, Gallard H, Suty H, et al. Natural organic matter (NOM) and pesticides removal using a combination of ion exchange resin and powdered activated carbon(PAC) [J]. Water Research, 2008,42(6/7)：1635-1643.

Influences of magnetic resin pre-treatment on powdered activated carbon removing CBZ in water.

CHEN Wei1,2, CHEN Wen2, LIU Cheng2*, ZHANG Shan2, ZHU Hao-qiang2
(1.Key Laboratory of Integrated Regulation and Resource Development Shallow Lakes, Ministry of Education, Hohai University, Nanjing 210098, China；2.College of Environment, Hohai University, Nanjing 210098, China). China Environmental Science, 2014,34(3)：630～637

Facing increasing PPCPs pollution in source water, carbamazepine (CBZ) as typical pollutant was studied to be removed by powdered activated carbon with magnetic resin pre-treatment. Freundlich model was more appropriate to describe the adsorption pattern of CBZ in aqueous solution. The adsorption kinetics of CBZ could be well described with pseudo-first-order kinetic equation, whereas pseudo-second-order kinetic equation was better for the description of the adsorption process more than 1h. 200～300mesh PAC showed the largest adsorption capacity and fastest adsorption speed to CBZ. In the study of simulated source water treatment, compared with using PAC alone, the combination of magnetic resin and PAC improved the removal efficiency of DOC by 40.64%, UV254by 41.27%, CBZ by 14.72% respectively. The results of this research indicate that there is a kind of cooperative effect between magnetic resin and PAC on removing organic pollutants in water, which results in the enhanced removal efficiency of CBZ by PAC adsorption with magnetic resin pre-treatment.

powdered activated carbon；carbamazepine；magnetic resin；enhancement

X703.5

：A

：1000-6923(2014)03-0630-08

陳 衛(1958-),女,黑龍江哈爾濱人,教授,博士,主要從事水污染控制理論與技術研究.發表論文80余篇.

2013-06-25

國家科技重大專項(2012ZX07403-001);國家自然科學基金(51178159)

* 責任作者, 副教授, liucheng8791@hhu.edu.cn