胡 娟,黃流雅,劉 諾,張 巍,劉友良,應(yīng)維琪* (.華東理工大學(xué)環(huán)境工程系,上海 0037；.上海興長(zhǎng)活性炭有限公司,上海 0803)

顆?；钚蕴课焦に噷?duì)水體中甲基叔丁基醚的去除

胡 娟1,黃流雅1,劉 諾1,張 巍1,劉友良2,應(yīng)維琪1*(1.華東理工大學(xué)環(huán)境工程系,上海 200237；2.上海興長(zhǎng)活性炭有限公司,上海 201803)

通過(guò)批式平衡實(shí)驗(yàn)考察了各種材質(zhì)活性炭對(duì) MTBE的最大吸附容量以及吸附的影響因素.結(jié)果表明各活性炭的吸附能力依次為JHBG1＞JHBG2＞GCN830≥F300＞YK＞Bamboo,其中2種國(guó)產(chǎn)竹炭JHBG1和JHBG2對(duì)低濃度污染的地下水處理時(shí)的理論耗炭量分別為0.14和0.18g/L;水體中天然有機(jī)物對(duì)MTBE有一定的競(jìng)爭(zhēng)吸附,丹寧酸值較大的活性炭比較有利于地下水中MTBE的去除.采用連續(xù)流的微型快速穿透實(shí)驗(yàn)(MCRB)考察了活性炭的吸附容量利用率,結(jié)果證明活性炭吸附可以作為一種有效的地下水中 MTBE的去除工藝,這為MTBE污染場(chǎng)地的異位修復(fù)提供一個(gè)實(shí)際可行的參考.

甲基叔丁基醚；活性炭；吸附容量；微型快速穿透；天然有機(jī)物

甲基叔丁基醚(MTBE)是一種無(wú)鉛汽油添加劑,主要用于改善汽油性能和促進(jìn)汽油完全燃燒.截至2003年,MTBE在世界范圍內(nèi)的年消費(fèi)量大約是2.4億升[1],在美國(guó)城市地下水井常被檢出物質(zhì)中列第二位[2].由于 MTBE具有較高水溶性(20

℃下溶解度為 51000mg/L),一經(jīng)滲透就會(huì)向水體中迅速擴(kuò)散,造成水體大幅面積的污染.另外,由于MTBE的自然衰減很慢且與土壤的結(jié)合性較差[3],殘留在地下水體中可形成持久危害.研究表明,在美國(guó)歐洲等地區(qū)禁用后很長(zhǎng)時(shí)間,MTBE仍殘留在水源里[4].美國(guó)城市地下水中MTBE的檢出率為27%,濃度基本小于3mg/L[5].

我國(guó)目前尚未有系統(tǒng)的MTBE污染監(jiān)測(cè)報(bào)告,但就當(dāng)前我國(guó)汽油中MTBE添加量仍持續(xù)走高的現(xiàn)狀來(lái)看[6],這勢(shì)必會(huì)帶來(lái)嚴(yán)重的地下水污染.根據(jù)MTBE擴(kuò)散模型,未來(lái)市政供水系統(tǒng)肯定會(huì)受到影響[7].吸附工藝作為一種快速有效的方法經(jīng)常被應(yīng)用于各種水質(zhì)處理過(guò)程中.有較多研究者采用各種吸附材料對(duì)MTBE的水相吸附進(jìn)行了研究,如硅藻土[8],膨脹珍珠巖[9],污泥[10],沸石[11-12],樹(shù)脂[12-13],活性炭[14-15]等.

活性炭由于其巨大的比表面積和豐富的孔徑結(jié)構(gòu),在去除水體中的微量有機(jī)物方面得以廣泛應(yīng)用,但是對(duì)活性炭吸附MTBE的應(yīng)用研究大都局限在較少的活性炭樣品,并且僅通過(guò)常規(guī)的吸附容量實(shí)驗(yàn)及連續(xù)流穿透實(shí)驗(yàn)來(lái)獲得 MTBE吸附數(shù)據(jù),耗時(shí)又耗力[16-17].

本研究采用 4項(xiàng)指標(biāo)測(cè)試方法獲得各活性炭的指標(biāo)數(shù)據(jù),并通過(guò)采用批式容量實(shí)驗(yàn)及連續(xù)流快速穿透實(shí)驗(yàn),將活性炭基本性能指標(biāo)(苯酚值,丹寧酸值)與對(duì)有機(jī)物的吸附性能建立對(duì)應(yīng)關(guān)系,達(dá)到通過(guò)常規(guī)指標(biāo)數(shù)據(jù)評(píng)估活性炭對(duì)有機(jī)污染物相對(duì)吸附的能力.對(duì)比不同材質(zhì)的國(guó)內(nèi)外常用炭型對(duì)低濃度MTBE的吸附容量結(jié)果并考察不同水質(zhì)對(duì)活性炭吸附去除MTBE的功效影響.本研究還探討了MTBE初始濃度和平衡時(shí)間對(duì)MTBE吸附的影響,并考察水體中共存的天然有機(jī)物對(duì)MTBE吸附的影響,以期為提出經(jīng)濟(jì)可行的實(shí)際應(yīng)用工藝提供基礎(chǔ)實(shí)驗(yàn)依據(jù).

1 材料與方法

1.1 材料與儀器

甲基叔丁基醚(色譜純,上海阿拉丁試劑有限公司); GCN 830(椰殼材質(zhì),美國(guó) Norit公司),F300(煤質(zhì),Calgon公司),bamboo(竹質(zhì)),YK (椰殼,來(lái)自上海興長(zhǎng)活性炭廠(chǎng)),JHBG1, JHBG2 (竹質(zhì),福建金湖活性炭有限公司).地下水取自上海浦東某處地下水(TOC＜8.8mg/L);上海自來(lái)水源自黃浦江原水,經(jīng)水廠(chǎng)混凝過(guò)濾消毒后,水體中分子直徑在 3016～3982的有機(jī)物占 60%, 800～1800的占27%[18].本研究中去氯自來(lái)水為快速通過(guò)中型活性炭柱過(guò)濾去除余氯后的自來(lái)水(TOC＜4.5mg/L);純水(實(shí)驗(yàn)室自行制備,TOC＜0.4mg/L).

自制旋轉(zhuǎn)搖床(5r/min);4041/KSM2型電動(dòng)咖啡研磨機(jī)(德國(guó)BrAun公司);ES-810型計(jì)量泵(易威奇泵業(yè));Agilent 7890氣相色譜(美國(guó)安捷倫公司);吹掃捕集器(美國(guó)Tarkmar公司);毛細(xì)管柱 DB-35MS(30m×0.32mm×0.25um)(美國(guó)安捷倫公司).

1.2 MTBE檢測(cè)方法

采用吹掃捕集前處理與氣相色譜結(jié)合(purge and trap + GC FID)的分析方法檢測(cè)水體中較低的 MTBE濃度.吹掃捕集條件:吹掃時(shí)間5min,吹掃流速 60mL/min,樣品傳送溫度 140℃,解析時(shí)間 2min,解析溫度 250℃,解析流速300mL/min.氣相色譜條件:氫火焰離子化檢測(cè)器(FID)溫度250℃,進(jìn)樣口300℃.分流比1:1,H2流量40mL/min,空氣流量400mL/min,柱溫50℃保持1min后以15℃/min升溫至100℃保持3min,出峰時(shí)間在3.8min處.該方法檢測(cè)下限為10μg/L左右,采用外標(biāo)法對(duì)MTBE進(jìn)行標(biāo)線(xiàn)測(cè)定,獲得的標(biāo)線(xiàn)為y=x/10841(y為MTBE濃度,x為GC峰面積),線(xiàn)性相關(guān)系數(shù)R2=0.9991,滿(mǎn)足低濃度MTBE檢測(cè)需要.

1.3 MTBE吸附等溫線(xiàn)

1) 炭樣預(yù)處理:咖啡研磨機(jī)將活性炭樣品快速打碎成粉末狀,篩取180～325目的活性炭顆粒用去離子水清洗至洗炭水 pH值無(wú)明顯變化, 105℃干燥12h后存放在干燥器內(nèi)備用.

2) 稱(chēng)取一定質(zhì)量活性炭,加入目標(biāo)水樣配制成炭泥,在攪拌混勻狀態(tài)下吸取適當(dāng)體積,添加至42mL吸附反應(yīng)瓶中,用目標(biāo)水樣補(bǔ)足至5mL.

3) 配制高濃度 MTBE儲(chǔ)備液:吸取一定體積的儲(chǔ)備液稀釋成所需濃度,添加 37mL至吸附反應(yīng)瓶中,用內(nèi)襯聚四氟乙烯膜的瓶蓋旋緊后置于自制滾動(dòng)旋轉(zhuǎn)搖床中成軸向滾動(dòng);達(dá)到平衡后靜置使炭樣沉淀,取上層樣品快速通過(guò) 0.45μm水相系過(guò)濾頭過(guò)濾后送入檢測(cè)系統(tǒng)測(cè)得 MTBE濃度.

4) 對(duì)剩余濃度(Cf,mg/L)和單位質(zhì)量活性炭的吸附容量以 Freundlich吸附模式進(jìn)行擬合,以雙對(duì)數(shù)坐標(biāo)圖顯示實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)和擬合線(xiàn)并獲得吸附模型基本參數(shù).

吸附容量由式(1)計(jì)算:

式中: X/M為吸附容量,mg/g;C0為起始濃度,mg/L; Cf為平衡濃度,mg/L; V為樣品體積,L; M為實(shí)驗(yàn)樣品中的用炭量,g.

X/M和Cf的關(guān)系采用Freundlich吸附模式表達(dá)[17-18]:

吸附等溫線(xiàn)均在室溫 20～25℃下獲得;反應(yīng)pH值均為所采用水樣的原始pH值(純水:7.0,去氯自來(lái)水:6.5～7.0,地下水:6.5～7.5)

1.4 快速穿透曲線(xiàn)(MCRB)

稱(chēng)取一定量活性炭(120～180目),填裝到不銹鋼微型穿透柱中,下端以玻璃棉襯托,上端以玻璃珠填充至滿(mǎn).調(diào)節(jié)計(jì)量泵流速,確定穿透裝置的空床停留時(shí)間(EBCT)在設(shè)定值(進(jìn)水 MTBE濃度Cin為1.0 mg/L左右),用40mL的氣相色譜瓶采集出水并測(cè)定其 MTBE濃度(Ct),以床體積數(shù)為橫坐標(biāo),C/Cin為縱坐標(biāo)繪制穿透曲線(xiàn).

2 結(jié)果與討論

2.1 接觸時(shí)間對(duì)MTBE吸附容量的影響

在進(jìn)行有機(jī)物吸附容量實(shí)驗(yàn)時(shí),若吸附過(guò)程未達(dá)到充足接觸時(shí)間而使吸附得以平衡,測(cè)得的活性炭吸附容量就會(huì)小于其最大吸附容量,不利于充分評(píng)價(jià)活性炭的吸附性能[19].首先以YK炭為例,探討不同接觸時(shí)間2,20和24h下對(duì)MTBE的吸附情況.

圖1 不同接觸時(shí)間下的活性炭吸附等溫線(xiàn)Fig.1 Adsorption isotherms at different contact time

由圖1可以看出,不同接觸時(shí)間下YK炭3條吸附等溫線(xiàn)基本重合,表明在MTBE剩余濃度相同時(shí),活性炭的吸附能力基本相同.為了進(jìn)一步驗(yàn)證上述結(jié)論,選取竹制活性炭 bamboo用同樣方法進(jìn)行吸附平衡實(shí)驗(yàn),吸附時(shí)間分別采用2,12h. 結(jié)果表明不同接觸時(shí)間下,平衡濃度達(dá)到1mg/L時(shí),活性炭的吸附容量誤差在5%以?xún)?nèi),其2條吸附等溫線(xiàn)也基本重合.這是由于MTBE是一種分子量?jī)H為88.4的小分子醚類(lèi)有機(jī)化合物,分子直徑約為 0.62nm[19],空間位阻很小,可快速進(jìn)入活性炭微孔中而完成吸附過(guò)程,因此2h的接觸時(shí)間即可充分達(dá)到吸附平衡.

2.1 初始濃度對(duì)MTBE吸附容量的影響

在0.5,1,2mg/L的MTBE初始濃度下,考察純水中不同材質(zhì)活性炭的吸附容量,結(jié)果見(jiàn)圖2.

圖2 不同初始濃度下的活性炭吸附等溫線(xiàn)Fig.2 Adsorption isotherms of different initial Concentration

由圖2可見(jiàn),各種活性炭在不同初始濃度下達(dá)到相同平衡濃度范圍時(shí)獲得的吸附容量基本相同,可見(jiàn)MTBE初始濃度對(duì)活性炭的吸附容量影響不大.另外,將不同初始濃度下獲得的吸附容量數(shù)據(jù)和剩余濃度作圖,可以通過(guò) Freundlich吸附等溫模型的擬合,線(xiàn)性相關(guān)系數(shù)(R2)均可達(dá)0.9976以上.

2.3 活性炭基本指標(biāo)對(duì)MTBE吸附的指示作用

活化方式和材質(zhì)不同的活性炭對(duì)MTBE的吸附能力具有明顯差異,實(shí)驗(yàn)考察了6種不同材質(zhì)不同活化方式的活性炭對(duì)MTBE的吸附容量.圖3為各活性炭的Freundlich吸附等溫線(xiàn).在相同進(jìn)水濃度下,各活性炭對(duì)MTBE的吸附能力依次為 JHBG1＞JHBG2＞GCN830≥F300＞YK＞Bamboo (表1).

圖3 6種不同活性炭的吸附等溫線(xiàn)Fig.3 Adsorption isotherms of MTBE for 6 GACs

表1 各活性炭吸附性能指標(biāo)及MTBE吸附容量估算Table 1 Four indicators of 5 carbons and estimation of MTBE adsorption capacity

不同的原材料對(duì)于活性炭的吸附性能和孔徑分布有很大影響.由于獲得孔徑分布數(shù)據(jù)既耗時(shí)又耗力,在實(shí)際應(yīng)用中可以以吸附性能指標(biāo)值的大小判斷活性炭對(duì)不同分子大小有機(jī)物的相對(duì)吸附容量順序,簡(jiǎn)便快捷地初選出性能較好的活性炭[20].由表 1可見(jiàn),各炭型對(duì)MTBE的吸附容量都隨著苯酚值的降低而降低,苯酚值的大小可以直接反映出各活性炭對(duì)MTBE吸附性能的優(yōu)劣.這是因?yàn)楸椒臃肿恿繛?4.2,與MTBE分子量非常接近;另外苯酚分子直徑[21]與MTBE分子直徑均為0.62nm,且兩者均為極性分子,因此苯酚值作為一種常用的活性炭性能指標(biāo)值,可以很好地表征不同活性炭對(duì)MTBE的吸附能力.同樣,作為小分子有機(jī)污染物的代表之一,三氯乙烯在活性炭上的吸附容量也可以完全有苯酚值大小來(lái)表征[22],這為判斷活性炭對(duì)小分子有機(jī)物吸附能力提供了一個(gè)快捷準(zhǔn)確的判斷依據(jù).

另外,根據(jù)活性炭吸附容量數(shù)據(jù),可初步估算出顆?；钚蕴刻幚砉に嚨幕钚蕴孔钚『牧?由表1可見(jiàn),處理MTBE進(jìn)水濃度為1mg/L的地下水時(shí),兩種國(guó)產(chǎn)竹炭JHBG1和JHBG2的最小理論耗炭量分別為0.14,0.18g/L,表現(xiàn)出了優(yōu)良的吸附性能.

2.4 水體中天然有機(jī)物對(duì)MTBE的競(jìng)爭(zhēng)吸附

地下水含較多的天然有機(jī)物(NOM),這是一類(lèi)自然水體中由于動(dòng)植物的分解而形成的具有不確定分子量的化合物,基本都是中大型分子.一般地下水中有機(jī)物分子量在 5000～10000的占45%左右[23].本研究通過(guò)不同活性炭在超純水、去氯自來(lái)水和地下水中的吸附容量實(shí)驗(yàn),觀察不同水質(zhì)中MTBE的吸附容量變化,并通過(guò)計(jì)算進(jìn)水濃度為1mg/L時(shí)各水質(zhì)下活性炭對(duì)MTBE的吸附量加以考量.

從表1數(shù)據(jù)看出,去氯自來(lái)水和地下水中各活性炭的吸附量均較純水有明顯下降.純水將水中導(dǎo)電介質(zhì)、不離解膠體物質(zhì)和有機(jī)物全部去除至很低,電阻率接近 18.3M??cm極限值.因此,在幾乎沒(méi)有其他物質(zhì)競(jìng)爭(zhēng)吸附的條件下,純水中獲得的吸附量是活性炭對(duì)MTBE的最大吸附容量.去氯自來(lái)水和地下水體中天然有機(jī)物的存在都不同程度降低了MTBE在活性炭上的吸附量.但去氯自來(lái)水中及地下水中各活性炭對(duì)MTBE吸附量的大小順序并未發(fā)生改變,始終與在純水中獲得的吸附量次序保持一致.

比較同一活性炭分別在去氯自來(lái)水和地下水中的吸附量發(fā)現(xiàn),在 TOC較高的地下水中,除椰殼材質(zhì)的GCN830及YK在地下水中的吸附容量明顯小于其在去氯自來(lái)水中吸附量以外,竹質(zhì)炭(bamboo, JHBG1, JHBG2)和煤質(zhì)炭(F300)在地下水中的吸附容量反而大于TOC較低的自來(lái)水中的吸附量.

相對(duì)于地下水,去氯自來(lái)水中的有機(jī)物主要分布在分子量相對(duì)較小的范圍內(nèi),此范圍有機(jī)物易與MTBE形成競(jìng)爭(zhēng)吸附,占據(jù)活性炭中大孔徑;而活性炭中大孔一般是有機(jī)物被吸附進(jìn)入活性炭微小孔的門(mén)戶(hù)[24],地下水中有機(jī)物分子量分布范圍較大,且區(qū)間有機(jī)物沒(méi)有較小分子有機(jī)物的親水性強(qiáng)[25-26],因此很容易吸附在大孔徑中,形成堵塞,由此阻擋了4000～800分子量分布區(qū)間的有機(jī)物吸附,反而限制了這些物質(zhì)與MTBE的競(jìng)爭(zhēng)吸附幾率,導(dǎo)致部分活性炭在地下水中的吸附容量高于自來(lái)水中的.

丹寧酸值可表征活性炭上孔徑大于 2.8nm的孔徑數(shù)量[20],以此來(lái)表示活性炭對(duì)中大分子有機(jī)物的吸附能力.由表1可見(jiàn)GCN830和YK的丹寧酸值明顯小于其他活性炭.這兩種活性炭大孔徑比例很少,很容易在發(fā)揮吸附作用的初期就被地下水環(huán)境下有機(jī)物堵塞,加之其孔徑少,在去氯自來(lái)水中與有機(jī)物的競(jìng)爭(zhēng)吸附作用也不顯著,因此在去氯自來(lái)水中的吸附容量高于地下水中的. 而丹寧酸值較高的活性炭中大孔徑比例較高,與去氯自來(lái)水里中大分子有機(jī)物的競(jìng)爭(zhēng)吸附作用顯著,造成了自來(lái)水中MTBE吸附容量反而低于較高 TOC的地下水.因此,丹寧酸值可用來(lái)指示地下水中各活性炭對(duì)MTBE的吸附能力,快速簡(jiǎn)便地判斷出在地下水環(huán)境中有利于 MTBE吸附的活性炭炭型.

2.5 微型快速穿透實(shí)驗(yàn)

在應(yīng)用 GAC處理時(shí),由于活性炭塔空床停留時(shí)間(EBCT)等操作條件的限制,活性炭的吸附容量無(wú)法完全體現(xiàn).必需通過(guò)連續(xù)流穿透實(shí)驗(yàn)來(lái)估計(jì)在實(shí)際處理時(shí)的活性炭吸附容量利用率.微型快速穿透實(shí)驗(yàn)(MCRB)是本研究室提出的一種便捷、快速及環(huán)境友好的活性炭測(cè)試方法.采用120～180目的活性炭和小于10s的較短的空床停留時(shí)間(EBCT),大大縮短了穿透實(shí)驗(yàn)所需的時(shí)間,可以在普通的環(huán)境實(shí)驗(yàn)室中進(jìn)行.由于炭量少,壓力大,它可以迅速達(dá)到穿透,克服了傳統(tǒng)小型柱實(shí)驗(yàn)耗時(shí)耗材的缺點(diǎn)[27].根據(jù)穿透實(shí)驗(yàn)結(jié)果可遴選出最佳炭型,確定活性炭吸附技術(shù)是否能夠達(dá)到處理要求,并估算其處理成本.圖4和圖5為初始濃度1mg/L時(shí)EBCT分別為10s和5s左右各活性炭在去氯自來(lái)水和地下水中的快速穿透曲線(xiàn).

圖4 MTBE快速穿透曲線(xiàn)(EBCT=10s)Fig.4 Breakthrough curves of MTBE in different water (EBCT=10s)

圖5 MTBE快速穿透曲線(xiàn)(EBCT=5s)Fig.5 Breakthrough curves of MTBE in different water(EBCT=5s)

從圖 4可見(jiàn),去氯自來(lái)水中各活性炭對(duì)MTBE的吸附性能順序與平衡容量實(shí)驗(yàn)中體現(xiàn)的順序一致,為 GCN830＞F300＞bamboo;在地下水中的吸附性能也與吸附容量實(shí)驗(yàn)中一致,這印證了前文中苯酚值可準(zhǔn)確指示各活性炭相對(duì)吸附能力的結(jié)論.另外,F300和bamboo在去氯自來(lái)水中先行發(fā)生穿透,而GCN830在地下水中先發(fā)生穿透也說(shuō)明了在連續(xù)流狀態(tài)下,丹寧酸值仍可準(zhǔn)確的指示地下水中各活性炭吸附小分子有機(jī)物的相對(duì)處理能力.圖5為三種竹質(zhì)活性炭分別在較短的 EBCT下在去氯自來(lái)水和地下水中的快速連續(xù)流穿透曲線(xiàn).結(jié)果表明這3種丹寧酸值較大的竹質(zhì)活性炭在去氯自來(lái)水中比在地下水中更易發(fā)生穿透.竹炭目前作為一種環(huán)保型材料,由于其來(lái)源廣泛且可再生性強(qiáng)[28],更適合于應(yīng)用于地下水微污染的處理過(guò)程.

由表2數(shù)據(jù)可見(jiàn),在快速穿透實(shí)驗(yàn)中,丹寧酸值較大的活性炭對(duì)地下水中MTBE的吸附容量利用率大于自來(lái)水中的,這與吸附容量試驗(yàn)結(jié)果一致.在MTBE剛剛可以檢出時(shí),丹寧酸值偏大的活性炭吸附容量利用率較低;但隨著床體積數(shù)的增大,其吸附容量利用逐漸增大,在Ct/Cin=0.5時(shí),竹炭等吸附容量利用率明顯增大;可以看到, JHBG1及JHBG2在EBCT縮短一半,運(yùn)行結(jié)束時(shí)其吸附容量利用率遠(yuǎn)高于國(guó)外成熟商業(yè)炭GCN830和F300原利用率的50%,這說(shuō)明處理地下水中MTBE時(shí),采用丹寧酸值較大的活性炭是具有優(yōu)勢(shì)的.

表2 MCRB運(yùn)行效果計(jì)算匯總Table 2 Summary of MTBE breakthrough curves

3 結(jié)論

3.1 在不同較低初始濃度下獲得的 Freundlich吸附等溫線(xiàn)相差很小,因此低濃度范圍內(nèi) MTBE初始濃度對(duì)活性炭吸附容量無(wú)顯著影響.

3.2 MTBE屬于小分子有機(jī)污染物,液固間傳質(zhì)較快,2h內(nèi)達(dá)到吸附平衡.

3.3 苯酚值的大小可準(zhǔn)確預(yù)測(cè)不同活性炭對(duì)MTBE的吸附性能優(yōu)劣;純水中各活性炭對(duì)MTBE的吸附能力最大.自來(lái)水和地下水中所含的NOM均會(huì)不同程度的降低活性炭對(duì)MTBE的吸附能力.

3.4 批式平衡實(shí)驗(yàn)證明丹寧酸值作為一項(xiàng)常用活性炭指標(biāo),可以很好的指示不同水環(huán)境下各活性炭對(duì)MTBE的相對(duì)吸附能力大小;快速穿透實(shí)驗(yàn)曲線(xiàn)進(jìn)一步驗(yàn)證了丹寧酸值較大的活性炭更適合地下水中MTBE的去除.

3.5 自來(lái)水和地下水中所含NOM的分子直徑分布差異造成各活性炭對(duì)MTBE的吸附能力在不同水環(huán)境下有所差異;中大孔徑比例較大的活性炭受自來(lái)水里中大有機(jī)物的競(jìng)爭(zhēng)吸附影響較大,中大孔徑較小的活性炭受地下水中大型有機(jī)物的堵塞作用影響較大.

[1] 施勁松. MTBE供需現(xiàn)狀及其前景展望 [J]. 當(dāng)代石油石化, 2003,11(7):23-27.

[2] 于曉章.汽油添加劑甲基叔丁基醚(MTBE)對(duì)環(huán)境的危害性 [J].生態(tài)科學(xué), 2003,22(3):257-260.

[3] Schirrmer M, Barker J F. A study of the long-term MTBE attenuation in the Borden aquifer, Ontario, Canada [J]. Ground Water Monitoring and Remediation, 1998,18(2):113–122.

[4] Squillace P J, Zngorski J S,Wilber W G et al. Preliminary assessment of the occurrence and possible source of MTBE in groundwater in the united states, l993-1994 [J]. Environmental Science and Technology, 1996,30(5):l721-1730.

[5] Squillace P J, Moran M, Lapham W, et al. Volatile organic compounds in untreated ambient groundwater of the United States,1985-1995 [J]. Environmental Science and Technology, 1999,33(23):4176-4187.

[6] 錢(qián)伯章. MTBE的需求動(dòng)向和替代措施 [J]. 當(dāng)代化工, 2001,(4):227-229.

[7] Lemke L D, Cypher J A.Postaudit evaluation of conceptual model uncertainty for a glacialaquifer groundwater flow and contaminant transport model [J]. Hydrogeology Journal, 2010,18: 945–958.

[8] Aivaliotia M, Vamvasakisa I, Gidarakos E. BTEX and MTBE adsorption onto raw and thermally modified diatomite [J]. Journal of Hazardous Materials, 2010,178(1-3):136-143.

[9] Lyew D, Guiotb S R, Monota F, et al.Comparison of different support materials for their capacity to immobilize Mycobacterium austroafricanum IFP 2012 and to adsorb MTBE [J]. Enzyme and Microbial Technology,2007, 40(6):1524-1530.

[10] Sun P T, Salanitro J P, Tang W T. Fate and biokinetics of methyl-t-butyl ether in activated sludge systems and its engineering significance [C]// 51 Industrial waste conference, 1997, 507-524.

[11] Anderson M A. Removal of MTBE and other organic contaminants from water by sorption to high silica zeolites [J]. Environ. Sci. Technol., 2000,34(4):725–727.

[12] Hung H W, Lin T F. Adsorption of MTBE from contaminated water by carbonaceous resins and mordenite zeolite [J]. Journal of Hazardous Materials, 2006,135(1-3):210-217.

[13] Annesini M C, Gironi F, Monticelli M B. Removal of oxygenated pollutants from wastewater by polymeric resins: data on adsorption equilibrium and kinetics in fixed beds [J]. Water Research, 2000,34(11):2989-2996.

[14] Detlef R U K, Matsu Y , Snoeyink V L. Predicting the capacity of powdered activated carbon for trace organic compounds in natural waters [J]. Environmental Science and Technology, 1998,32(11): 1694-1698.

[15] Stouffer M R. Carbon optimized activated carbons for MTBE removal in POU-POE systems—coconut versus coal [J]. Water Conditioning and Purification, 2001,35:34-36.

[16] Tom C S, Medhi W, Suffet M. Evaluation of granular activated carbon technology for the removal of methyl tertiary butyl ether (MTBE) from drinking water [J]. Water Research, 2003,37(2): 375-385.

[17] Sutherland J, Kekobad J, Adams C. Treatability of alternative fuel oxygenates using advanced oxidation, air stripping, and carbon adsorption [J]. Journal of Environmental Engineering, 2005,(5): 623-631.

[18] 高乃云,李富生,湯淺晶,等.上海源水中 DOM 的分子質(zhì)量及去除特性 [J]. 中國(guó)給水排水, 2001,17(12):13-18.

[19] 李冰璟.吸附和生物降解在活性炭塔中去除進(jìn)水中MTBE的研究 [D]. 上海:華東理工大學(xué), 2010.

[20] 張 巍,應(yīng)維琪,常啟剛,等.水處理活性炭吸附性能指標(biāo)的表征與應(yīng)用 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2007,27(3):289-294.

[21] Ulker B, Batchimeg G, Halil D, et al. Adsorption of phenol by activated carbon: Influence of activation methods and solution pH [J]. Energy Conversion and Management, 2010,51(2):235-240.

[22] Huang L Y, Yang Z D, Li B J, et al. Granular activated carbon adsorption process for removing trichloroethylene from groundwater [J]. AIChE Journal, 2010,57(2):542-550.

[23] 袁 東.膜法深度處理地下水工藝中有機(jī)物分子量分布規(guī)律研究 [J]. 膜科學(xué)與技術(shù), 2008,28(4):35-42.

[24] Patricia A Q, Li L, Detlef R U. Effects of activated carbon characteristics on the simultaneous adsorption of aqueous organic micropollutants and natural organic matter [J]. Water Research, 2005,39(8):1663-1673.

[25] Li Q, Snoeyink V L, Marin, B J, et al. Elucidating competitive adsorption mechanisms of atrazine and NOM using model compounds [J]. Water Research, 2003,37(4):773-784.

[26] Li Q, Snoeyink, V L, Marin, B J, et al. Pore blockage effect of NOM on atrazine adsorption kinetics of PAC: the roles of PAC pore size distribution and NOM molecular weight [J]. Water Research, 2003,37(20):4863-4872.

[27] 常啟剛,應(yīng)維琪,張 巍,等.活性炭應(yīng)用測(cè)試新技術(shù)－微型快速穿透實(shí)驗(yàn) [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2006,26(3):275-279.

[28] 張齊生.重視竹材化學(xué)利用,開(kāi)發(fā)竹炭應(yīng)用技術(shù) [J]. 竹子研究匯刊, 2001,20(3):34-40.

Granular activated carbon adsorption technology for removal of MTBE.

HU Juan1, HUANG Liu-ya1, LIU Nuo1, ZHANG Wei1, LIU You-liang2, YING Wei-chi1*(1.School of Resources and Environmental Engineering, East China University of Science and Technology, Shanghai 200237, China；2.Shanghai Xingchang Activated Carbon Corporation Limited, Shanghai 201803, China). China Environmental Science, 2011,31(10)：1637～1643

Methy tert-butyl ether (MTBE), a popular organic solvent and gasoline additive, has become a common groundwater pollutant. Numerous isotherm runs were conducted to evaluate the effects of contact time, initial MTBE concentration, raw material/activation, and solution composition on the adsorptive capacity of granular activated carbon (GAC) for MTBE. The adsorption capacity of the carbons employed was in the order of JHBG1＞JHBG2＞GCN830≥F300＞YK＞Bamboo. JHBG1 and JHBG2 had the lower consumption amount of activated carbon (0.14 and 0.18g/L) among the six carbon samples during the treatment of low-concentration contaminated groundwater. The adsorption capacity utilization rate from micro column rapid breakthrough technique shows that the GAC adsorption was practical for removing a small quantity of MTBE from groundwater and could provide significant guidance for ectopic remediation for contaminated water.

methy tert-butyl ether；activated carbon；adsorption capacity；micro rapid breakthrough；natural organic matters

X703.5

A

1000-6923(2011)10-1637-07

2011-01-08

上海市重點(diǎn)學(xué)科建設(shè)項(xiàng)目(B506);國(guó)家“863”項(xiàng)目(2007AA06Z331)

* 責(zé)任作者, 教授, wcying@ecust.edu.cn

胡 娟(1985-),女,甘肅天水人,華東理工大學(xué)環(huán)境工程系博士研究生,主要從事地下水中微污染有機(jī)物的處理.發(fā)表論文 1篇.