环境工程学报
ChineseJournalofEnvironmentalEngineeringVol．7，No．2Feb．2013
2013年2月
颗粒活性炭深度处理抗生素废水
王健行
1
魏源送
1*
成宇涛
1
李明月
2
（1．中国科学院生态环境研究中心，北京100085；2．无锡福祈制药有限公司，无锡241041）
摘要通过静态吸附实验，比较了13种不同材质、粒径的颗粒活性炭（granularactivatedcarbon，GAC）对抗生素废水
生化出水的吸附效果，选择KC16活性炭作为处理该废水的活性炭。KC16活性炭的进一步静态实验结果表明，当KC16活
COD、UV254、88．43%、性炭投加量为30g/L，吸附时间为6h时，处理效果较好，TOC、色度的去除率分别达到了86．99%、
89．69%和94．08%，TOC）的吸附符合Langmuir吸附等温式，并且污染物质（COD、吸附动力学符合准二级吸附动力学模型2
（R＞0．99）。动态吸附结果表明，2008《发酵类工业废水在滤速为1．0m/h，柱高为1200mm时，出水可以达到GB21903-，污染物排放标准》处理每吨抗生素废水的活性炭用量为2．45kg。
关键词
抗生素废水
X703
深度处理
活性炭吸附A
9108（2013）02-0401-10文章编号1673-中图分类号
文献标识码
Advancedtreatmentofantibioticwastewaterbygranularactivatedcarbon
WangJianxing1
WeiYuansong1
ChengYutao1
LiMingyue2
（1．ResearchCenterforEco-EnvironmentalSciences，ChineseAcademyofSciences，Beijing100085，China；
2．WuxiFortunePharmaceuticalCo．Ltd．，Wuxi214041，China）
AbstractAkindofgranularactivatedcarbon（GAC），KC16，wasselectedbybatchexperimentsfromthirteentypesofGACwithdifferentmaterialsorsizesforadvancedtreatmentofantibioticwastewatereffluentfromacombinedprocessofanoxicandmembranebioreactor（MBR）．TheremovalefficienciesofTOC，COD，UV254andcolorinthebatchexperimentsreachedtoashighas86．99%，88．43%，89．69%and94．08%，respective-ly，at30g/LofKC16dosageand6hofadsorptioninbatchexperiments．TheadsorptionofpollutantsbyKC16metwiththeLangmuirisothermandtheadsorptionprocessofKC16fittedapseudosecond-orderkineticsmodel
2
（R＞0．99）．TheresultsofthedynamicadsorptionexperimentswithKC16showedthattheeffluentmetwithDischargeStandardsofWaterPollutantsforPharmaceuticalIndustryFermentationProductsCategory（GB21903-2008），andtheamountofGACwas2．45kgfortreating1tonofantibioticwastewaterunderasthefiltrationrateat1．0m/hintheGACcolumnwiththeheightof1．2m．
Keywordsantibioticwastewater；advancedtreatment；granularactivatedcarbon我国现有医药企业5926家，是世界上最大的化学原料药生产和出口国，其中抗生素类药物销售
到排放标准，主要表现在COD、色度等的超标，因此非常有必要对其进行深度处理
［6］
。
额位居国内医药市场第一位，生产方法多为发酵法，活性炭吸附法操作简单、投资省，对生物系统难其过程会排放大量高浓度、难降解的废水。该类废以处理的有机物具有非选择性去除的效果，已在采水中污染物主要包括发酵代谢产物、残余的消沫剂、油废水、橡胶促进剂废水、焦化废水等多种废水的深凝聚剂、破乳剂、抗生素及其降解物、溶媒、以及酸、度处理中得到研究［7-10］，但总体来说，在工业废水处碱有机溶剂和其他化工原料等，成分复杂，对微生物理中的实际应用较少［8］，而在抗生素废水处理中的
［1，2］
。研究和应用则更为有限。目前国内活性炭的品种较具有很强的抑制作用，综合生物降解性能差
目前，国内外对该类废水的大规模处理还是以生物
［3］
法为主，为增大处理效果，在传统的生物法基础基金项目：国家高技术研究发展计划（863）项目（2009AA063901）上开发了CASS
［4］
、MBR等工艺［5］，虽然较大程度地
收稿日期：2011－12－05；修订日期：2012－03－07
作者简介：王健行（1984～），女，博士研究生，主要从事纳滤膜技术在污
mail：wangjx23@163．com水资源化中的应用研究。E-*通讯联系人，E-mail：yswei@rcees．ac．cn
提高了废水处理效果，但由于仍未解决废水中含有大量难生物降解物质的问题，所以处理出水仍达不
402
环境工程学报第7卷
多，用途各异，在选用方面主要参照生产厂商提供的
如碘吸附值、四氯化碳吸附值等。但性能技术指标，
这些指标和活性炭对不同水质水中有研究证明，
吸附质的吸附能力不一定相符，甚至会起误导作用，需针对具体水质进行炭型选择和吸附性能研［11］
究。而合理设计炭滤池，不仅可以提高活性炭的吸附效果，而且能够增大活性炭吸附柱的回收率。因此，本研究针对实际抗生素废水的生化出
（北京科诚光华新技术有限公司）生产的煤质、木质等材质的不同粒径颗粒活性炭对抗生素废水生化出
活性炭的种类及基本性质水进行了静态吸附实验，
如表2所示，使用前用去离子水充分清洗并浸泡12
h，然后在105℃烘干24h备用。1．21．2．1
实验方法
静态吸附实验
（1）活性炭筛选：分别称取3．0g不同活性炭加
基于抗生素废水达标排放的需求，采用不入装有100mL废水的250mL锥形瓶中。在25℃、水特征，
同种类的颗粒活性炭，通过静态和动态吸附实验，150r/min下恒温振荡24h使之达到吸附平衡，吸考察活性炭种类、表面结构、操作参数等对抗生素附后的水样用0．45μm滤膜滤后分析。废水生化出水处理效果的影响，以期为活性炭吸附法深度处理抗生素废水的工程应用提供理论指导和技术支持。
（2）活性炭投加量影响（吸附热力学实验）：分
0．5、1．0、2．0、3．0和4．0g的KC16活别称取0．2、
性炭加入装有100mL废水的250mL锥形瓶中。在25℃、150r/min下恒温振荡24h使之达到吸附平
吸附后的水样用0．45μm滤膜滤后分析。衡，
（3）吸附时间影响：分别称取3．0g的KC16颗粒活性炭加入装有100mL废水的250mL锥形瓶
150r/min下恒温振荡1、2、3、4、5、6、8、中，在25℃、
1
1．1
材料与方法
材
料实验用水
1．1．1
实验废水取自无锡市某制药厂排放的抗生素废
废水中主要污染物为生产过程中残留的螺旋霉素10、水，12和24h，吸附后的水样用0．45μm滤膜滤后
药物及其中间体、有机溶媒（二氯甲烷、乙酸丁酯）、一
分析。
些小分子酸（乙酸、丙酸、丁酸、丙酮酸）等和盐（主要
每组均为2次平行实验。
MBR组合工艺是NaCl）。在活性炭处理前经过厌氧-1．2．2动态吸附实验
实验用水的常规水质如表1所示。处理，
采用3支平行的有机玻璃柱作为吸附柱，吸附
表1
Table1
序号范围均值
标准偏差
COD（mg/L）292～43637853
实验用水主要特征
TOC（mg/L）93～19114431
UV254（cm
－1
Characteristicsofwastewaterusedinthestudy
）
色度（度）680～92084557
pH7．00～7．307．150．21
柱内径50mm，有效高度1200mm，每300mm设置
废水采用上流式通过活性炭柱。过滤一个取样口，
1J，速度通过调节蠕动泵（BT100-保定兰格恒流泵
有限公司，中国）的转速进行调节。实验过程中称取干燥恒重的KC16活性炭装入吸附柱，首先连续通入去离子水以排除GAC微孔中的空气，然后启动蠕动泵并开始计时，一定时间后开始取样分析。活性炭柱的设计及运行参数如表3所示。
1．992～2．4002．2050．115
1．1．2活性炭
分别选用厂家1（巩义市净水材料厂）、厂家2
表2
Table2
项目型号材质形状直径（mm）粒径（目）厂家
A煤15煤质柱状1．5—1
B煤30煤质柱状3．0—1
C煤40煤质柱状4．0—1
DKC-40煤质柱状4．0—2
活性炭种类及基本性质
编号
GKC-6椰壳无定形—10～242
Propertiesandtypesofgranularactivatedcarbons
E3椰1-椰壳无定形—7～161
F5椰3-椰壳无定形—4～71
H5果3-果壳无定形—4～71
I3果1-果壳无定形—7～161
JKC18杏壳无定形—4～82
KKC16A杏壳无定形—6～122
LKC16杏壳无定形—10～242
MKC15杏壳无定形—20～402
第2期王健行等：颗粒活性炭深度处理抗生素废水
表3
Table3
活性炭柱的运行参数
填充量（g）
940900920
过滤速度（m/h）
0．51．05．0
空床接触时间（h）
2．401．200．24
403
Operationalparametersofactivatedcarboncolumns
空床体积（L）
2．3552．3552．355
进水量（L/h）
0．981．969．81
炭柱123
半径（mm）
252525
填充高度（mm）
120012001200
1．2．3
分析方法因此，应根据对实际有机物往与实际结果相差较大，
COD测定采用DR2800分光光度计（HACH公的吸附效果进行活性炭种的选择。为了探求适于本
VCPH测定仪（Shi-研究抗生素废水处理的颗粒活性炭，司，美国）；TOC测定采用TOC-在活性炭投加
madzu，日本）；UV254测定采用紫外可见分光光度计量30g/L，吸附时间24h条件下，考察了2个厂家（SpectrumLab752sp，LengquangTech，中国）；pH测定采用pH计（FE20，梅特勒-托利多公司，美国）；色HANNA公司，意度测定采用色度测定仪（HI96727，
X射线能谱分析仪（FEI大利）；采用扫描电镜-QUANTA200，HITACHI，日本）对GAC表面微观结
构和成分进行分析；采用BET吸附法（ASAP2000V
生产的不同材质及粒径的颗粒活性炭处理效果，结果如图1所示。
由图1可知，在选择的13种活性炭中，煤质活B、性炭A、椰壳活性炭F和果壳活性炭H的去除效果较差，污染物去除率基本＜25%；活性炭E的色
度及UV254去除率出现负值，可能是因为该活性炭内在长时间振荡后脱落到水中，含有的粉尘不易洗净，
导致水质变差。总体来说，煤质、椰壳及果壳活性炭UV254、COD、的吸附效果均低于杏壳活性炭（色度、TOC的去除率分别达到99．26%、84．45%、95．05%和95．90%）。对于杏壳活性炭，粒径减小有利于处理效果的增加，但考虑到实际应用过程中，粒径太小容易造成炭层的流失。故综合考虑，选择厂家2（北京科诚光华新技术有限公司）生产的KC16活性炭（粒径10～24目）作为处理本实验废水的活性炭。
3．01A，Micromeritics，Norcross，美国）测定颗粒活性炭的比表面积、孔容和孔径。
2
2．1
结果与讨论
静态吸附实验结果活性炭的筛选
2．1．1
活性炭的吸附能力受活性炭种类、活化方法、粒
其选择必须遵循“相径及吸附质多种因素的影响，
［9］
似相容原理”和“孔径匹配原则”。而仅依据碘值、亚甲蓝吸附值等性能指标进行活性炭的选择往
图1
Fig．1
不同活性炭对抗生素废水生化出水的处理效果
AdsorptionefficienciesofbiologicaltreatedantibioticwastewaterbydifferentGACs
404
环境工程学报第7卷
活性炭吸附能力与其表面结构、元素含量等密
为进一步探讨不同活性炭对吸附效果的影切相关，
2生产的不同材质活性炭的比表分别对厂家1、响，
面积、孔容、孔径、元素含量等理化性质和吸附前后的表面微观结构进行了观测，结果如表4和图2所
b分别代表吸附前后厂家1煤质炭，c、d示，其中a、
理。另外，由图1可知，果壳、椰壳活性炭在粒径较
推测其原因是因为由于粒大时吸附效果不太理想，
活性炭的微孔没有被完全打开，因而吸附作径较大，
用不能很好地发挥出来。活性炭吸附后的扫描电镜照片显示，活性炭表面的杂质增多，多数微孔被堵塞，说明大部分污染物质被微孔吸附。
e、f分别代表吸附2．1．2静态吸附的影响因素分别代表吸附前后厂家2煤质炭，
g、h分别代表吸附前后厂家2前后厂家1椰壳炭，在活性炭筛选基础上，分别在吸附时间24h和
i、j分别代表吸附前后厂家1果壳炭，k、l分活性炭投加量30g/L条件下进一步考察了KC16活椰壳炭，
别代表吸附前后厂家2杏壳炭。从表4可以看出，性炭的投加量及吸附时间对废水处理效果的影响，
O元素为主，活性炭表面以C、结合图1处理效果可结果如图3、图4所示。
知，活性炭吸附效果受到微孔和中孔的共同作用，其由图3可知，随着活性炭投加量的增大，去除效中微孔是支配活性炭吸附性能的关键因素，而中孔对活性炭的吸附表现在输送通道和毛细凝聚的作用，只有在这两者都较发达的情况下，才可达到较好杏壳炭），厂家1的煤质活性炭的吸附效果（厂家2-虽然也具发达的中孔和微孔结构，但其吸附较差，分
UV254、率迅速升高，当投加量为30g/L时，色度、
COD及TOC的去除率均趋于稳定，其中色度去除率已达100%，继续增大投加量，各指标去除率变化不
这是由废水所含污染物成分和活性炭本身性明显，
质两方面的原因造成的。实验所用的生化出水是
包括在本实验含有多种有机污染物的混合体系，
Si元素含量增加，影析其原因可能由于表面的Al、
响其与吸附质的接触，具体机理有待于下一步研究，条件下容易被GAC吸附的物质和短时间内不易被这也说明吸附效果受材质的影响较大。扫描电镜照吸附的一定量物质。当投加量较小时，不足以吸片显示，果壳、椰壳及杏壳活性炭均具较发达的孔隙结构，其中厂家1的果壳活性炭和厂家2的杏壳活
附水中的易吸附污染物，吸附剂投加量是影响吸
附效果的限制因素；当投加量增大到一定程度，可
图2k）的孔径分布更为广泛，形状多样，以迅速吸附水中易吸附物质，而难吸附物质需要性炭（图2i、
椰壳活性炭孔径分布相对比较集中，孔形状多为椭更长的吸附时间，因此吸附的反应时间成为主要圆形。综合图1、图2、表4结果表明，孔径分布广限制因素，致使去除率曲线变得平缓。有研究报孔形状多样的木质炭更适宜于本研究废水的处泛、
表4
Table4
性质参数BET比表面积（m2/g）微孔比表面积（m2/g）中孔比表面积（m2/g）总孔容（cm3/g）微孔孔容（cm3/g）中孔孔容（cm3/g）平均孔径（nm）
CONaMg
元素分析
AlSiPKCaFe
厂家1-煤质1024．40678．49345．910．520．300．221．4990．994．580．190．151．381．400．030．160．270．86
GAC对水中有机物的吸附达到最终平衡可能道，
不同活性炭的理化性质
厂家1-椰壳423．63321．62102．010．240．150．091．7093．914．920．070．080．050．050．060．570．190．10
厂家2-椰壳760．51688．9071．620．370．320．061．4995．543．600．030．070．100．080．070．270．150．08
厂家1-果壳555．81456．2999．520．290．210．091．6093．965．290．260．060．070．070．000．060．170．05
厂家2-杏壳844．48571．49272．990．560．260．312．0195．523．490．100．150．120．090．060．150．190．13
PhysicalandchemicalcharacteristicsofdifferentGACs
厂家2-煤质657．70566．6091．100．330．250．071．4994．083．470．110．180．120．230．120．670．490．53
第2期王健行等：颗粒活性炭深度处理抗生素废水
405
大，因此吸附速率有所下降；6h后吸附基本达到平衡，主要表现为吸附剂内部的污染物吸附迁移，该
［8，12］
。阶段吸附与脱附量持平，所以吸附量保持稳定
另一方面，这与废水成分复杂有关，在活性炭投加
图2Fig．2
不同活性炭吸附前后的SEM照片SEMphotographsofdifferentGACsbefore
andafteradsorption
量一定条件下，吸附时间是影响处理效果的主要因6h内，废水中易被活性炭吸附的物质被逐渐吸素，
附，剩余物质的平衡吸附时间较长，所以曲线变化平缓。
［8］
需要30d甚至更长的时间。由实验结果可知，2．1．3吸附等温线KC16活性炭投加量为30g/L时，可以吸附水中大Freundlich方程和Langmuir方程是最常用的描部分污染物，同时也说明了该废水中的污染物大部述吸附平衡的2个方程，表达式分别如下：分易被吸附。（1）Langmuir方程
图4显示了吸附时间对处理效果的影响，由图111
=+（1）qeqebCeqm可知，各指标的去除呈现同步趋势，初始1h内，吸
mg/L；qe为平衡吸附量，mg/表明污染物正由溶液扩散到活性炭式中：Ce为平衡浓度，附量迅速上升，
的表面，此时扩散阻力较小，吸附速率较高；2～6h
时，吸附质开始向活性炭内部空隙扩散，阻力逐渐增L/mg；qm为吸附剂的饱和吸g；b为Langmuir常数，
mg/g。Langmuir吸附等温方程假设吸附发生附量，
406
环境工程学报第7卷
在吸附剂表面特定的均一性点位上，主要用于描述TOC的Langmuir最大吸附量分别为59．17mg/g和
［13］
单分子层吸附。15．36mg/g。Freundlich常数1/n均小于0．5，表明
（2）Freundlich方程抗生素废水生化出水污染物容易被KC16活性炭
1
qe=KCen（2）吸附。mg/L；qe为平衡吸附量，mg/2．1．4吸附动力学式中：Ce为平衡浓度，
吸附过程的动力学主要用来描述吸附剂吸附溶g；n为浓度指数；K为Freundlich常数。Freundlich
［15］
通过动力学模型对数据进行拟1/n越小，吸附等温方程是一个经验公式，吸附性能质的速率快慢，
可以对吸附机理进行探讨。常用的吸附动力学越好。一般认为1/n=0．1～0．5时，容易吸附；1/n合，模型有以下几种：
（1）准一级吸附模型。采用Lagergren方程［16］
利用以上两个方程对图5中数据进行线性拟合，计算吸附速率：线，
dqt结果如表5所示。
（3）=k1（qe－qt）
dt
［14］
大于2时，则难以吸附。
图5为25℃下废水中COD和TOC的吸附等温
式中：qt和qe分别为t时刻和平衡态时刻的吸附量，g/mg；k1为准一级吸附速率常数，min－1。
（2）准二级吸附模型。该模型建立在速率控制步骤是化学反应式或通过电子共享或得失的化学吸
［13］
附基础上，表达式为：
dqt
=k2（qe－qt）dt
2
（4）
对上式从t=0到t＞0（q=0到q＞0）进行积分，写成直线形式为：
t1t
=2+qtk2qeqe
（5）
2
h为初始吸附速率常数，令：h=k2qe。式中，
mg/（g·min）。
（3）颗粒内扩散模型。最早由Weber等［17］提其表达式为：出，
qt=kpt1/2
图5Fig．5表5
KC16活性炭的COD和TOC等温吸附线
（6）
AdsorptionisothermsofCODandTOCbyGACKC16活性炭KC16的COD和TOC吸附平衡参数
EquilibriumparametersforadsorptionofCODandTOCbyGACKC16
Freundlich1/n
logK0．51560．391
R20．82260．7052
qm（mg/g）59．171615．36098
Langmuirb
（L/mg）0．0084140．043542
R20．95400．8972
mg/（g·min1/2）。式中：kp为颗粒内扩散速率常数，
（4）Elovich动力学模型。20世纪30年代认为吸附速率随吸附剂表面吸附由Elovich提出，
量的增加而成指数下降，其简化的数学表达式为：
11
ln（αEβE）+ln（t）（7）βEβE
mg/（g·min）；βE为式中：αE为初始吸附速率常数，
g/mg。脱附速率常数，
qt=
TOC的吸附动本研究中活性炭KC16对COD、
力学曲线如图6所示。
按照上述4种动力学模型，利用最小二乘法对图6中的实验数据进行线性拟合，通过直线的斜率
Table5
CODTOC
0．43990．3394
KC16活性炭对抗生素废水生化出由表5可知，
COD的等温水的吸附更符合Langmuir吸附等温式，
KC16活性炭对COD、和截距计算得到的动力学参数见表6。吸附相关系数在0．95以上，
第2期王健行等：颗粒活性炭深度处理抗生素废水
407
程为吸附速率的唯一控制步骤。由表6可知，该曲
说明粒子内部扩散过程不是线的线性相关性较差，
KC16活性炭吸附速率的唯一控制步骤，吸附速率同时还受表面吸附和液膜扩散等粒子外部扩散过程
的控制。这也说明了包含吸附所有过程的准二级吸附动力学模型适合描述该过程，能真实地反映抗生素废水生化出水中的有机污染物在KC16活性炭上
［15，9］
。的吸附机理
2．2动态吸附实验结果
静态吸附实验一般只能提供初步的可行性数据和用于探讨活性炭的吸附机理，不能模拟动态活性炭柱系统，应进一步进行动态吸附实验并确定设计参数，同时确定运行规模和处理成本。接触时间、滤层厚度与滤速是炭滤池设计的主要参数，通过对这些参数的优化，可以提高吸附柱的回收率。2．2．1
滤速对活性炭柱吸附的影响
1．0和5．0图7显示了空床流速分别为0．1、
m/h时KC16活性炭柱的动态吸附结果。由图7可知，吸附初始阶段，各滤速下出水水质均能达到
UV254、COD、TOC分别可降至理想效果，出水色度、
图6KC16活性炭的COD、TOC吸附动力学曲线Fig．6
AdsorptionkineticsmodelsofCODandTOCbyGACKC16
0度、0．1cm－1、30mg/L、20mg/L以下，达到了
2008《发酵类制药工业水污染物排放标由表6数据可知，准二级吸附模型和Elovich模GB21903-。随着吸附床体积的增加，出水中污染物质的型可以更好地拟合吸附动力学曲线，其中准二级吸准》
不同滤速条件下开始穿透时间随附模型最好，相关系数均在0．99以上，得到的qe与浓度逐渐增加，试验得到的非常相近。准一级吸附模型拟合的相关
qe与实验数据相差较大，系数较低，这是因为准一级
滤速的增加而减少。根据排放标准，出水COD规
定在120mg/L以下，由于进水COD基本在300～
因此取Ci/C0=0．3作为穿透吸附模型作图前需要知道qe值，但在实际吸附过程中400mg/L之间，
1．0和5．0的活性炭由图可知，滤速0．1、真正达到平衡需要很长时间，因此不可能准确测得其起点，
120、156倍，相平衡吸附量，所以该模型一般只适合吸附初始阶段的柱开始穿透时的床体积分别为40、
［18］
314和动力学描述。准二级吸附模型包含了吸附的所有应的每克活性炭处理废水量分别为102、如外部液膜扩散、表面吸附和颗粒内扩散391mL。过程，
［13］
炭层体积和高度一定时，活性炭对废水的处理等，能更真实全面地反映污染物质在活性炭上的
流速越大，废水与活性吸附过程，因此拟合结果较好，这也说明了实验废水效果与空床流速有直接关系，
炭的接触时间越短，炭柱越易穿透。本实验中滤速中污染物质的吸附经历了吸附过程的所有阶段。
吸附柱很快穿透，而滤速为1．0和认为，当粒子内扩散模型中qt和为5．0m/h时，
穿透曲t0．5呈良好的线性关系且通过原点时，粒子内扩散过0．5m/h的活性炭柱的穿透时间相差不大，
研究人员
［15，19］
表6
Table6
准一级吸附模型
k1qe（mg/g）
CODTOC
5．62493．3845
（min
－1
活性炭KC16的COD和TOC吸附动力学参数
准二级吸附模型
Elovich模型
R20．99910．9976
αE（mg/（g·min））29．59052．8904
βE（mg/g）0．65671．0523
R20．99600．8979
颗粒内扩散模型
kp（mg/
R2
（g·min1/2））0．29560．1435
0．60700．7172
KineticsparametersforadsorptionofCODandTOCbyGACKC16
R2
qe（mg/g）13．75526．0901
H（mg/（g·min））0．45580．1194
）
0．00410．0041
0．83470．8906
408
环境工程学报第7卷
图7
Fig．7
不同空床流速下的活性炭柱吸附穿透曲线
BreakthroughcurvesofGACcolumnsatdifferentfiltrationrates
线整体比较接近。在实际工程中，滤速越小，需要的
设备造价也越高，综合考虑，选择吸附塔体积越大，
滤速为1．0m/h作为工程设计参数。
2．2．2滤柱高度对活性炭柱吸附的影响
炭柱的空床流速是影响其吸附效果的重要因
体积。本研究中穿透曲线形状比较平缓，这是由于抗生素废水生化出水中含有吸附能力不同的多种物质
［21］
造成的。为保证吸附率并且最大程度地发挥活性炭的吸附能力，建议实际工程中采用多柱串联模式。对吸附饱和后不同滤柱高度的活性炭的进行了SEM观测，b，c，d分别代表结果如图9所示，其中a，
素，但无法反映炭层高度和炭层体积对吸附效果的
600mm，900mm和1200mm影响。本研究考察了不同高度下滤速为1．0m/h的活炭柱高度为300mm，
活性炭在吸附饱和性炭柱对抗生素废水生化出水的处理结果（见图8）。处的活性炭样品。由图9可知，
大部分微孔被堵塞，由图8可知，柱高为300mm，出水水质较差，柱后孔隙结构较吸附前明显减少，高为600mm时，炭柱也很快穿透。当柱高大于900
mm时，穿透时间推迟，这是因为吸附平衡和传质扩
说明活性炭对抗生素废水中污染物质的吸附主要
发生在微孔中。另外，在炭柱最下部（300mm，图
出水达到。各取样口的穿透时间从低到高分别为8、效填装高度为1200mm操作条件下，GB21903-2008《发酵类制药工业水污染物排放标
34、96和120倍床体积。
KC16活性炭的处理能力为314mL废水/g活准》时，
以Ci/C0＞0．9（COD）作为穿透终点，由图8可
性炭。根据经验，实际工程运行中的活性炭对废水的
298、378和540倍床知，完全穿透的时间分别为120、制
［20］
这可能是对废仅在出峰时间上做了9a）的活性炭表面吸附的杂质最多，散系数不因柱长变长而改变，
平移，这说明液膜扩散系数的变化对总的吸附过程水中的颗粒物的过滤作用造成的。
根据实验结果，在过滤速度为1m/h，活性炭有影响不大，污染物在活性炭内的吸附为内扩散控
第2期王健行等：颗粒活性炭深度处理抗生素废水
409
图8Fig．8
不同滤柱高度下的活性炭柱吸附穿透曲线
BreakthroughcurvesofGACcolumnatdifferentbeddepth
KC16颗粒活性炭对抗生素废径的颗粒活性炭中，
水生化出水的吸附效果最好，并且当KC16活性炭吸附时间为6h时，吸附效果达投加量为30g/L，到稳定。
（2）KC16活性炭吸附可用Langmuir方程描述，
TOC的Langmuir最大吸附量分别可达对COD、
59．17mg/g和15．36mg/g，吸附过程符合准二级吸附动力学模型。
（3）在滤速为1．0m/h，柱高为1200mm时，出水可以达到《发酵类工业废水污染物排放标准》（GB21903-2008），处理每吨抗生素废水的活性炭用量为2．45kg。参考文献
图9不同滤柱高度下吸附饱和活性炭的SEM照片Fig．9
SEMphotographsofGACatdifferentbeddepthafteradsorption
［7］1］孙京敏，袁怀雨，任立人，等．膜生物反应器（MBR）处理处理能力较实验结果最大可放大30%，据此计［
2005，23（4）：12-14青霉素废水试验研究．环境工程，
算，处理每吨抗生素废水的活性炭用量为2．45kg。
3结论
（1）静态吸附实验结果表明，13种不同材质、粒
SunJingmin，YuanHuaiyu，RenLiren，etal．Experimen-talresearchontreatmentofpenicillinwastewaterwiththe
methodofmembranebioreactor（MBR）．EnvironmentalEngineering，2005，23（4）：12-14（inChinese）
410
环境工程学报第7卷
［2］KummererK．Drugsintheenvironment：Emissionof
drugs，diagnosticaidsanddisinfectantsintowastewaterbyhospitalsinrelationtoothersources—Areview．Chemo-2001，45（6-7）：957-969sphere，
［3］XingZ．P．，SunD．Z．Treatmentofantibioticfermenta-tionwastewaterbycombinedpolyferricsulfatecoagulation，
Fentonandsedimentationprocess．J．Hazard．Mater．，2009，168（2-3）：1264-1268［4］买文宁，曾科，何争光．抗生素废水处理的中试研究．郑
2002，23（2）：16-19州大学学报（工学版），
MaiWenning，ZengKe，HeZhengguang．Studyonapilotscaletestofantibioticwastewatertreatment．JournalofZhengzhouUniversity（EngineeringScience），2012，23（2）：16-19（inChinese）
［5］刘红丽，谢文军，王新华．UASB/MBR组合工艺处理抗
2009，25（15）：52-54生素废水的研究．中国给水排水，
LiuHongli，XieWenjun，WangXinhua．UASB/MBRprocessfortreatmentofantibioticwastewater．ChinaWater＆Wastewater，2009，25（15）：52-54（inChinese）
6］WeiX．Y．，WangZ．，FanF．H．，etal．Advancedtreat-［
mentofacomplexpharmaceuticalwastewaterbynanofiltra-tion：Membranefoulantidentificationandcleaning．Desali-nation，2010，251（1-3）：167-175［7］田园，陈广春，张立宝．活性炭吸附处理橡胶促进剂生
2007，27（2）：30-32产废水的研究．工业水处理，
TianYuan，ChenGuangchun，ZhangLibao．Studyonrubberaccelerantwastewatertreatmentbyactivecarbonadsorption．IndustrialWaterTreatment，2007，27（2）：30-32（inChinese）［8］高赛男，王俊儒，黄翔峰，等．采油废水生物法处理出水
33活性炭吸附试验研究．环境科学与技术，2010，
（12）：56-61
GaoSainan，WangJunru，HuangXiangfeng，etal．Experi-mentalstudyonactivatedcarbonadsorptionfortreatingefflu-entsfromoil-fieldwastewatertreatmentfacilities．Environmen-talScience＆Technology，2010，33（12）：56-61（inChinese）［9］张小璇，任源，韦朝海，等．焦化废水生物处理尾水中残
余有机污染物的活性炭吸附及其机理．环境科学学报，2007，27（7）：1113-1120
ZhangXiaoxuan，RenYuan，WeiChaohai，etal．Adsorp-tionmechanismoforganicpollutantsfrombiologicallytreatedcokingwastewaterbypowderedactivatedcarbon．ActaScien-tiaeCircumstantiae，2007，27（7）：1113-1120（inChinese）［10］CyrP．J．，SuriR．P．，HelmigE．D．Apilotscaleeval-uationofremovalofmercuryfrompharmaceutical
wastewaterusinggranularactivatedcarbon．WaterRes．，2002，36（19）：4725-4734［11］汪昆平，齐嵘，张昱，等．5种颗粒活性炭对水中卤乙酸2005，26（3）：96-99的等温吸附试验．环境科学，
QiRong，ZhangYu，etal．Adsorptionper-WangKunping，
formanceofhaloaceticacidsonto5GACsfromwater．Envi-2005，26（3）：96-99（inChinese）ronmentalScience，
［12］刘风华，宋存义，宋永会，等．活性炭对含铜制药废水
2011，24（3）：308-312的吸附特性．环境科学研究，
LiuFenghua，SongCunyi，SongYonghui，etal．Adsorp-tioncharacteristicsofCufrompharmaceuticalwastewaterontoactivatedcarbon．ResearchofEnvironmentalSci-ences，2011，24（3）：308-312（inChinese）
13］ChangM．Y．，JuangR．S．Adsorptionoftannicacid，［
humicacid，anddyesfromwaterusingthecompositeofchitosanandactivatedclay．J．ColloidInterfaceSci．，2004，278（1）：18-25［14］张自杰，林荣忱，金儒林．排水工程（第4版）．北京：
2000中国建筑工业出版社，
［15］高国龙，李登新，孙利娜．废布料活性炭吸附典型染料
2011，5（6）：1405-1408动力学研究．环境工程学报，
GaoGuolong，LiDengxin，SunLina．Studyonkineticsofadsorptionoftypicaldyesbywasteclothactivatedcarbon．
5ChineseJournalofEnvironmentalEngineering，2011，
（6）：1405-1408（inChinese）
［16］KavithaD．，NamasivayamC．Experimentalandkinetic
studiesonmethyleneblueadsorptionbycoirpithcarbon．Bioresour．Technol．，2007，98（1）：14-21［17］WeberW．J．，MorrisJ．C．ProceedingofInternational
ConferenceonWaterPollutionSymposium．Oxford：Per-gamonPress，1962．231［18］李颖，岳钦艳，高宝玉，等．活性炭纤维对活性染料的
2007，28（11）：2637-2641吸附动力学研究．环境科学，
LiYing，YueQinyan，GaoBaoyu，etal．Adsorptionki-neticsofreactivedyesonactivatedcarbonfiber．Environ-mentalScience，2007，28（11）：2637-2641（inChinese）［19］NassarM．M．Intraparticlediffusionofbasicredandbas-icyellowdyesonpalmfruitbunch．WaterScienceand
Technology，1997，16（5）：423-428［20］杨骏，秦张峰，陈诵英，等．活性炭吸附水中铅离子的
1997，16（5）：423-428动态研究．环境化学，
YangJun，QinZhangfeng，ChenSongying，etal．Studyofadsorpotionofionactivatedcarbonbyunsteady-state
method．EnvironmentalChemistry，1997，16（5）：423-428（inChinese）［21］芮旻，伍海辉，朱斌，等．饮用水深度处理中活性炭的
2005，31（1）：27-32筛选试验研究．给水排水，
RuiMin，HuHaihui，ZhuBin，etal．Screeningofactivatedcarbonmaterialforadvanceddrinkingwatertreatment．Water＆WastewaterEngineering，2005，31（1）：27-32（inChinese）
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