1、Emergency treatmentHun RiverPowdered activated carbonAdsorption我国已进入环境污染事故高发期, 尤其是重大突发性的环境化学污染事故不仅在发生次数上, 而且在污染的危害程度上均有增加的趋势, 形势十分严峻。据统计, 20012004年发生污染事故3988起, 平均每年约1000起, 尤其是因企业违法排污和排污事故而引发的重大水污染事件接连发生1。自2005年松花江水污染事故以来, 我国共发生130多去除低倍超标的污染物是恢复供水的关键。地表（G B 3838水环境质量标准2002 中规定饮用水地表水源地苯胺的限值是0. 1mg/L 。
2、本研究以浑河水为原水, 通过配制一定量的苯胺来模拟苯胺类水污染并进行PAC 吸附的应急处理, 研究PAC 对苯胺的吸附特性, 优选炭种和粒度, 探讨投加PAC 的炭浆浓度、溶液p H 以及絮凝剂的投加顺序等因素对PAC 吸附苯胺效果的影响, 并研究苯胺浓度超标4倍左右时投加PAC 的处理效果, 为实际的应急处起与水有关的污染事故, 达到平均每23天一起。结合我国的实际情况, 对水污染应急处理的可行方法是投加水处理药剂, 如进行粉末活性炭（PAC 吸附2等。国外已经有利用PAC 应对季节性水质变化和突发水污染事故的成功例子, 且获得了很好的处理效果325。我国也有利用PAC 应急处理水污染的成功
3、实例6225,7,8, 但目前还没有针对苯胺污染进行PAC 吸附的应急处理的研究。水厂停水可避开污染高峰, 但突发的水污染事故后, 有效地理技术提供理论依据。1材料和方法1. 1原水水质试验以冬季沈阳浑河水为原水, 另加不同量的苯胺配制成混合液, 模拟受污染的水源水。原水水质如表1所示。第一作者:傅金祥, 男,1955年生, 博士后, 教授, 博士生导师, 主要从事水处理理论与技术研究。3辽宁省自然科学基金资助项目（No. 20062004 ; 沈阳建筑大学省级重点实验室开放基金资助项目（No. HJ 2200604 。689环境污染与防治第29卷第8期2007年8月表1原水水质情况Table
4、 1Characteristics of the Hun River water sample（-1后测定剩余的苯胺, 结果如图2所示。试验仪器SC 956六联实验搅拌器; TL8021型医用离心机;UV9100紫外可见分光光度计。1. 2试验方法试验中搅拌器的转速为110r/min , 模拟混凝前管道中的混合和吸附水力条件。用蒸馏水和PAC 配制一定浓度的炭浆加入到1L 水样中进行搅拌吸附, 吸附一定时间后的混合液用离心机进行分离, 然后检测水样中的苯胺。苯胺采用N 2（12萘基 2乙二1. 3图2PAC 对苯胺的吸附等温线Fig. 2Adsorption isotherm of PAC f
5、or aniline胺偶氮分光光度法测量。以下如不特别指明, 试验过程中炭浆浓度均为1%（质量分数 。2结果与分析2. 1PAC 对苯胺的吸附性能通过对试验结果进行不同吸附类型的拟合, 得出PAC 对苯胺的吸附等温线符合弗兰德里希（Fre 2undlich 吸附模式, 其数学模型为q =25. 136C 0. 4619（R 2=0. 9587 , 其中q 为PAC 对苯胺的饱和吸附容量,mg/g ; C 为苯胺平衡质量浓度,mg/L 。从图2可看出, 0. 030mg/L 时, 5。2. 210. 873mg/L 的混合液中投加同粒度的4种PAC （木屑质和煤质各两种 炭浆进行吸附试验, 各种
6、PAC 的主要性能指标如表2所示。吸附30min 后用离心机进行炭液分离, 然后测定上清液中的苯胺, 结果见图3。表2PAC 主要性能指标Table 2Properties of the PAC employed in the study2. 1. 1吸附速率向每升苯胺质量浓度为0. 790mg/L 中投加3mL 的炭浆,。图1PAC 对苯胺的吸附Fig. 1Adsorption of aniline by PAC从图1可见, PAC 在吸附初期对苯胺的吸附速率很大, 混合液中的苯胺浓度迅速下降。PAC 对苯胺的快速吸附阶段大约需要10min , 当吸附时间为30min 时, 可以达到80%9
7、0%的吸附容量, 基本达到吸附平衡状态。再继续延长吸附时间, 苯胺浓度的下降趋势变缓, 吸附容量增加很少, 逐渐达到吸附饱和。对实际水厂而言, 保证PAC 充足的吸附时间即“关口前移”是应对突发污染的重要经验之一63。对取水口离净水设施很近的水厂, PAC 的吸附时间有限, 但PAC 对苯胺的吸附时间为30min 就可以达到有效吸附, 说明即使在有限的吸附时间内, 利用PAC 进行苯胺的应急处理也是可行的。2. 1. 2吸附等温线向每升不同苯胺浓度的混合液中加入4mL 的炭浆, 在转速为110r/min 的水力条件下吸附6h , 保证吸附达到饱和, 混合液经离心机进行炭液分离690炭种产地材料
8、粒度/目灰分1 /%碘值/（mg g -11#炭2#炭3#炭4#炭沈阳木屑炭2003004. 8875. 512010. 0太原煤质炭20030012. 5920. 610512. 0上海木屑炭2003005. 2945. 81208. 2辽阳煤质炭2003009. 6900. 31505. 0亚甲基蓝值水分2 /%注:1 指炭燃烧后残留的固体残渣占原炭的质量分数; 2 炭在105的恒温烘箱中干燥1h 后所挥发出来的水分占原炭的质量分数。从图3可看出, 木屑炭比煤质炭对苯胺的去除率高, 说明不同炭种对PAC 吸附苯胺的效果影响很大, 其中3#炭对苯胺的去除效果稳定, 为最佳炭种。有些学者已经研
9、究证实, 只有活性炭的孔隙结构（包括大孔、中孔和微孔, 其中微孔表面积占活性炭总表面积的95%以上 与水体中有机物的尺寸大小相符才能充分发挥活性炭的吸附作用9。苯胺为小分子有机化合物, 吸附作用主要发生在活性炭的微孔表面, 具有发达的比表面积的木屑炭对苯胺具有良好的吸附效果。煤质炭比表面积较木屑炭小, 所以吸附效果相对较差。在应对苯胺水污染的应急处理中, 根据实际情况可以优先选择比表面积大的活性炭进行投加, 以提高处理效率数, 下同 为1%、3%、5%、7%、10%和15%的炭浆。每升苯胺质量浓度为0. 983mg/L 的混合液投加4mL 炭浆, 吸附30min 后离心取上清液进行分析, 结果
10、见图5。图5炭浆浓度对苯胺去除率的影响Fig. 5Effect of PAC slurry density on aniline removal从图5可看出, 不同的炭浆浓度对处理效果存在明显的差异。随着炭浆浓度的增加, PAC 对苯胺的去除率由55. 42%逐渐降低到36. 15%。这主要是炭浆浓度越大, PAC 颗粒间相互接触的几率增大, 自凝聚现象严重, 使PAC , PAC , 在应急处理过, 对处理效果的影响在PAC 吸附过程中, 溶液p H 对吸附质和吸附剂都会有影响。用氢氧化钠和盐酸调节溶液p H , 分析溶液p H 对PAC 吸附苯胺效果的影响, 其图3各炭种对苯胺的去除率Fi
11、g. 3Aniline removal vs. PAC dosage注:投加量以每升混合液各炭种的炭浆投加量计。2. 2. 2PAC 粒度对处理效果的影响采用3#炭进行不同粒度的PAC 吸附试验。分别对每升苯胺质量浓度为0. 921mg/L 加3mL 炭浆, 吸附30定分析,中混合液苯胺质量浓度为0. 426mg/L ,结果如图6所示。图4不同粒度的PAC 对苯胺的去除率Fig. 4Effect of PAC particle size on aniline removal从图4可看出, 不同粒度的PAC 对苯胺的去除率有着明显的差异。随着PAC 粒度的减小, PAC 对苯胺的去除率呈明显的上
12、升趋势, 去除率由小于80目的35. 33%逐渐增加到200300目的60. 40%, 去除率约提高25个百分点。这主要是因为PAC 的粒度越小, 表面积越大, 传质速率就越快, 吸附效果就越好。但在应急处理过程中, 还应考虑粒度对后续工艺的影响, 尤其是当PAC 的粒度大于300目时, 其难以沉淀而且容易穿透滤池, 从而影响出水水质。因此, 选择PAC 的粒度以300目左右为宜。以下选择粒度为200300目的3#炭进行试验。炭浆浓度对处理效果的影响PAC 颗粒间存在自凝聚现象, 应急处理过程中应考虑这方面的影响。分别配制炭浆浓度（质量分2. 3图6溶液pH 对PAC 吸附苯胺的影响Fig.
13、6Effect of p H on aniline removal by PAC从图6可看出, 当溶液p H 小于5时,PAC 对苯胺的去除率呈明显上升趋势; 当溶液p H 大于5时, PAC 对苯胺的去除率变化不大, 此时吸附效果较好。曲线的转折点恰好在苯胺的一级离解常数p K a =4. 6附近。主要是因为, 当溶液p H 大于5时, 水中苯胺主要以分子形态存在; 而当溶液p H 小于5时, 水中苯胺主要以离子形态存在, PAC 对极性较弱的分子形态的有机物吸附效果好于极性较强的离子形态的有机物。同时这也说明苯胺在水中的存在形态对其受PAC 的吸附影响很大。应急处理过程691环境污染与防治
14、第29卷第8期2007年8月表3投加PAC 的应急处理效果Table 3Performance of emergence treatment by PAC and PAC +coagulation/precipitation炭浆投加量1 /mL单独吸附苯胺质量浓度-1/（mg L 吸附絮凝沉淀10. 2170. 18220. 1450. 12630. 1140. 07740. 0840. 04150. 0580. 03260. 031ND 21 以每升混合液炭浆投加量计; 2 表示未检出。中, 应保持PAC 对苯胺的吸附环境的p H 不小于5, 这样可以充分发挥PAC 对苯胺的吸附性能。2.
15、5能够明显提高苯胺的去除率。2. 6投加PAC 应急处理的效果絮凝剂的投加顺序对处理效果的影响在混合液p H 为7. 1、苯胺质量浓度为0. 385mg/L 、每升混合液投加3. 5mL 的絮凝剂时, 选用絮凝剂的投加顺序直接决定着PAC 吸附时间的长短, 这是应急处理过程中必须考虑的问题。选用聚合氯化铝为絮凝剂, 投加量为每升混合液3. 5mL , 絮凝时间为30min 。絮凝过程模拟实际水厂粒度在200300目的3#炭, 先投加炭浆浓度为1%的炭浆, 然后投加絮凝剂, 吸附30min 后絮凝沉淀（絮凝沉淀工艺同2. 5节 , 分别取单独吸附后和吸附絮凝沉淀后离心取上清液测定苯胺。结果如表3
16、所示。从表3可看出, 当每升混合液投加4mL 炭浆时, , 苯6mg/L , 吸附絮凝沉淀后的出水已经检测不到苯胺的存在, 且后续的过滤工艺也能去除一定的苯胺, 给供水留有充分的安全余地。这说明对于水厂来说, 在取水口处投加PAC 进行苯胺污染的应急处理是切实可行的。3结的水力运行条件, 即先快速混合1min （200r/min , 然后以转速150、100、60r/min 分别反应5、5、19min , 搅拌絮凝30min , 然后静止沉淀30min , 取上清液测定苯胺。每升苯胺质量浓度为0. 986mg/L 的混合液中分别在不同的投加点投加4mL 炭浆,试验结果如图7所示（投加点1、2、
17、3、4分别表示炭浆在絮凝剂投加前15、10、5、3min 5、810、投加, 空论（1 PAC 的快速吸附时间为10min , 当吸附时间为30min 时, 吸附处于平衡状态, 可以达到80%90%的吸附容量; PAC 对苯胺的吸附等温线符合弗兰德里希（Freundlich 吸附模式, 其数学模型为图7絮凝剂投加顺序对苯胺去除率的影响Fig. 7Effect of the sequence of adding PAC andcoagulant on aniline removalq =25. 136C0. 4619（R 2=0. 9587 ; 在苯胺的平衡质量浓度为0. 030mg/L 时,
18、PAC 对其吸附容量大约为5mg/g 。（2 对浑河水苯胺污染来说, 比表面积较大的木屑炭对苯胺的吸附效果比煤质炭好。活性炭粒度越小越有利于苯胺的吸附, 但以300目左右为宜。（3 炭浆投加量相同的情况下, 炭浆浓度越小对苯胺的吸附效果越好。原因在于PAC 颗粒间存在自凝聚现象, 炭浆浓度越小, 其相互间吸附凝聚的几率就小, 吸附效果就好。（4 对浑河水苯胺污染的应急处理过程中, 溶液p H 不小于5时的处理效果最好。（下转第703页从图7可看出, 随着炭浆投加时间的后移, 对苯胺的去除率呈现下降趋势, 说明对苯胺吸附的最佳顺序是先投加炭浆, 然后投加絮凝剂, 而且炭浆的投加时间越前, 对苯胺
19、的处理效果越好。一方面是因为在絮凝剂投加后投加炭浆,PAC 被水中有机物形成的絮凝体所包裹, 阻碍其对苯胺的吸附; 另一方面是因为炭浆投加时间后移, 使PAC 吸附时间有限, 也影响其对苯胺的去除率。同时从图7可看出, 水厂常规的絮凝沉淀工艺对苯胺的去除率只有15%左右, 投加炭浆进行吸附692陶凌燕等固定化微生物法处理对氯苯酚废水的研究物量4. 5g/L 降解含对氯苯酚废水, 确定固定化活性污泥降解对氯苯酚的最适宜温度, 结果见图2。由图2可见, 固定化活性污泥降解对氯苯酚废水的最适宜温度在2535, 其在2040的平均降解率为87. 5%。2. 4pH 对固定化活性污泥降解对氯苯酚的影响用
20、固定化活性污泥（微生物量4. 5g/L 处理相sphere ,2000,41（3 :4472452.4WAN GJianlong ,QUAN Xiangchun , HAN Liping ,et al. Micro 2bial degradation of quinoline by immobilized cell of Burkholde 2ria pickettiJ.Wat. Res. ,2002,36（9 :228822296. 5陈元彩, 蓝惠霞, 陈中豪. 固定化好氧菌和厌氧颗粒污泥在不同供氧条件下降解氯酚的研究J.环境科学学报,2005,25（2 :1722175. 6全向春, 施
21、汉昌, 王建龙, 等. 固定化氯酚降解菌强化SBR 系统治理氯酚废水J.中国环境科学,2002,22（2 :1322136.责任编辑:赵多（修改稿收到日期:2006212208同浓度、不同p H 的对氯苯酚废水, 比较p H 对其降解对氯苯酚的影响, 确定最适宜p H , 实验结果见图3（上接第692页（5 炭浆与絮凝剂的最佳投加顺序是先投加炭浆, 然后投加絮凝剂, 且炭浆的投加时间越前, PAC 对苯胺的去除效果越好。（6 对水厂来说, 在取水口处投加PAC 进行浑河水苯胺污染的应急处理是可行的。参考文献1孟伟. .中国水网,20062921115 . 2. ,2006（ :7E G on
22、t he removal of tastes.Water Supply Research and Technolo 2gy ,2002,51（8 :4632474.4RICHARD J M , STU KENBU R G J R. Treat ment of seasonalpesticides in surface watersJ.AWWA ,1989,81（1 :43252. 5NAJ M I N , KOCH B. Powdered activited carbon in drinking watertreatment :acritical reviewJ.AWWA ,1991,83（1
23、 :74276. 6陈忠林, 马军, 李圭白, 等. 受硝基苯污染松花江原水的应急处理工艺研究J.中国给水排水,2006,22（13 . 7崔福义, 李伟光, 张悦, 等. 哈尔滨气化厂（达连河 供水系统应对硝基苯污染的措施与效果J.给水排水,2006,32（6 :13217. 8张晓建. 松花江和北江水污染事件中的城市供水应急处理技术J.给水排水,2006,32（6 :629. 9李景华, 张小满, 高廷耀, 等. 粉末活性炭吸附技术研究J.安徽科技,1997（4 :51253.图3pH 对对氯苯酚降解的影响Fig. 3Effect of p H on removal of 42chlorp
24、henol （对氯苯酚初始质量浓度:70mg/L ; 反应时间:10h 图3表明, 在p H 分别为3性污泥对对氯苯分27. 25. 9%。在H 8时90%。采用PVA 作载体, 包埋驯化后的好氧污泥, 处理对氯苯酚废水, 取得了较好的效果。（1 降解对氯苯酚固定化活性污泥小球包埋的最优化条件是:PVA 80g/L , 海藻酸钠0. 5%,CaCl 20. 5%。（2 处理不同浓度的对氯苯酚废水, 在相同微生物含量下, 固定化活性污泥的降解速率大于游离活性污泥的降解速率, 降解过程经历了延缓期和快速降解期两个阶段。（3 固定化活性污泥降解对氯苯酚的最适宜温度为2535, 最适宜p H 为68。
25、1PICRO M A ,DAVID K , GORDON A L ,et al. Anaerobic 2aero 2bic treat ment of halogenated phenolic compounds J .Wat. Res. ,1999,33（3 :6812692. 2MA KIN EN P M , T H ENO T J ,FER GU SON J F ,et al. Chloro 2phenol toxicity removal and monitoring in aerobic treat ment :recovery from process upset sJ.Envir
26、on. Sci. Technol. ,1993, 27:143421439.3WAN G G G ,L EE C M , KUAN C H. Removal of 2,42dichloro 2phenol by suspended and immobilized insolitus J .Chemo 2黄苇（修改稿收到日期:2007204216环境纠纷与ADR （非诉讼纠纷解决方式研讨会在北京召开2007年9月7日, 由中华环境保护基金会和美国律师协会全球法治项目部中国项目办公室（ABA Rule of Law Initi 2ative 共同举办的“环境纠纷与ADR （非诉讼纠纷解决方式 研讨会”在北京召开。会议由中华环境保护会秘书长李伟先生和美国律师协会中国项目主任共同主持。
