董丽华，宋 晨，杨晓红，陈志颖，张光辉，侯立安,2

(1.天津大学环境科学与工程学院，天津 300350；2.火箭军工程大学，陕西西安 710025)

为应对城市供水行业饮用水水源污染问题及广大人民群众对高品质生活饮用水不断增长的需求，具备“多级屏障”理念的“全流程工艺”已引领了我国城市供水系统的建设发展方向。即水厂净水工艺需包含预处理、常规处理和深度处理工艺，而深度处理工艺应包含生物活性炭(biological activated carbon,BAC)工艺和膜处理。其中BAC工艺应用最为普遍，目前全国已有超过134个水厂采用该工艺，其处理能力已达3 580万m3/d，占日供水能力的35%以上[1]。该工艺通过吸附和生物降解的协同作用，不仅能有效去除有机污染物，而且延长了活性炭的使用寿命[2-3]。随着“十四五”期间上海、江苏等地全面推行BAC给水深度处理工艺，其规模将呈继续增加趋势。然而，BAC工艺运行到一定时间时，其出水水质将不达标，此时BAC工艺中使用过的颗粒活性炭(spent granular activated carbon,SGAC)将成为失效炭。2017年11月，为修订《生活饮用水净水厂用煤质活性炭》(CJ/T 345—2010)标准而进行的调研表明，目前只有极少数的水厂进行了SGAC的再生回用，其他水厂的SGAC均未得到合理的再利用。无疑，SGAC的随意处置和使用必将引起严重的环境问题和二次污染风险，同时也是资源的巨大浪费。针对这一迫切需要解决的问题，本课题对不同使用年限的SGAC进行采样、表征和再应用研究，该成果将为SGAC继续回用于水厂或合理的再应用提供新的思路，并将为BAC工艺的进一步发展提供理论和技术支撑[4-9]。

1 试验材料和方法

1.1 试验材料

1.1.1 试验试剂

硝酸铅[Pb(NO3)2]、六水合氯化锶(SrCl2·6H2O)等均为分析纯，购自于天津市光复精细化工研究所。

1.1.2 BAC工艺水厂采样

本文收集了8个BAC工艺水厂的10种SGAC样品，其中包括ZZ地区水厂(BM、SY、HZ水厂)，JX地区水厂(SJY、HY、TX水厂)、PH水厂及SH水厂使用了5.00、6.00、7.00年的BAC工艺用炭(分别标记为SGAC-5、SGAC-6、SGAC-7)。各水厂所使用的新活性炭的技术指标如表1所示。

表1 8个水厂用新炭的技术指标Tab.1 Technological Indices of Virgin Activated Carbon in 8 WTPs

8个采用BAC工艺的水厂分布在ZZ、JX、PH、SH地区，各个水厂的工艺参数及水源情况等如表2所示。8个水厂取炭期间的进出水指标均符合《生活饮用水卫生标准》(GB 5749—2006)的要求。

表2 8个水厂的BAC工艺参数Tab.2 BAC Process Parameters of 8 WTPs

综上，本文收集到8个BAC工艺水厂的10种SGAC样品，涵盖了BAC工艺生命周期的不同阶段，涉及了不同地区、不同运行时间(0.75～10.00年)、不同水源水质、不同工艺类型的SGAC。因此，本文收集的SGAC样品能够代表BAC工艺中SGAC的总体情况。

1.2 SGAC去除重金属试验及分析方法

1.2.1 续批式吸附试验方法

采用ASTM标准方法进行吸附试验[10]。将一定质量的Pb(NO3)2、SrCl2·6H2O溶解在一定体积的纯水中(Elix Advantage 10，电阻率为15.0 MΩ·cm)制备Pb(Ⅱ)、Sr(Ⅱ)溶液。将精确称量的SGAC吸附剂置于一定初始浓度的金属离子水溶液中，然后将装有混合物的离心管置于恒温振荡器(HT-2102C，Herrytech)中在特定温度下振荡。为了探究SGAC分别应用于废水和饮用水处理的可能性，本文分别进行了高质量浓度(5.0 mg/L)和低质量浓度(≤0.5 mg/L)下的应用试验。

当达到吸附平衡时，将混合液通过0.45 μm滤膜(Ultra-strong型，Mili)过滤。将滤后液用体积分数为1%的浓HNO3酸化保存，然后采用ICP-OES(Thermo iCAP 7000)测定金属离子浓度。其中，低浓度的重金属待测液采用超纯水稀释相应的重金属标准溶液(1 000 μg/mL)进行配置，并采用ICP-MS(X Series II，Thermo Electron Corporation)测定溶液中金属离子的平衡浓度。所有吸附试验在相同条件下重复2次，结果用2次测量的平均值表示。

吸附容量的计算如式(1)。

(1)

其中：qe——平衡吸附容量，mg/g；

C0——溶液初始质量浓度，mg/L；

Ce——吸附平衡质量浓度，mg/L；

V——溶液体积，L；

W——吸附剂质量，g。

1.2.2 吸附等温线及吸附动力学分析

Langmuir和Freundlich吸附等温式的表达式[11-12]分别如式(2)和式(3)。

(2)

qe=KFCe1/n或 lnqe=1/nlnCe+lnKF

(3)

其中：qm——最大饱和吸附量，mg/g；

KL——与吸附能有关的常数，L/mg；

KF——吸附常数，mg(n-1)/n· L1/n/g；

1/n——吸附常数。

准一级、准二级和粒子内扩散动力学模型[13]分别如式(4)、式(5)和式(6)。

(4)

(5)

qt=kpt1/2

(6)

其中：qt——t时刻的吸附容量，mg/g；

t——反应时间，min；

k1——准一级速率常数，min-1；

k2——准二级速率常数，g/(mg·min)；

kp——粒子内扩散速率常数，mg/(g·min0.5)。

1.3 活性炭的预处理及表征方法

1.3.1 SGAC样品的采集及预处理方法

本文所采样的BAC工艺水厂均处于生物稳定状态(运行时间在9个月以上)，因此，所采集的SGAC样品能充分反映BAC工艺(臭氧氧化、吸附和生物降解作用)对活性炭特性的影响。所有采集的SGAC样品仅需自然风干，未进行其他预处理。在吸附试验之前，首先将样品置于滚筒研磨机中进行研磨，直至95%的样品通过325目筛[10]，然后将研磨后的样品置于真空干燥箱中，80 ℃恒温干燥3 h，烘干完毕置于干燥器中保存备用。

1.3.2 活性炭的表征方法

根据ASTM标准测试方法《Standard Test Method for pH of Activated Carbon》[D 3838—2005(2017)]测定SGAC的pH；使用Delsa Nano C(Beckman Coulter Co.,Ltd.)、FT-IR光谱仪(Fourier-870 FT-IR，America)、X射线光电子能谱(XPS)(Thermo Scientific ESCALAB 250光谱仪)分别测量SGAC的等电点、表面官能团、SGAC样品的表面元素组成和化学键合状态[14-16]。

2 结果和讨论

2.1 SGAC的表征

2.1.1 SGAC 的pH、等电点变化

BAC工艺中不同水厂、不同运行时间SGAC的pH及等电点测试结果如表3所示。

表3 8个水厂中SGAC的pH值、等电点Tab.3 pH Value and Isoelectric Point of SGACs from 8 WTPs

由表3可知，不同运行时间的SGAC的pH值均在6.0左右，即为表面酸性。各个水厂SGAC样品的pH差异可能是水源水质情况、水厂运行工况、进水水质波动等因素所致。对于等电点而言，随着BAC工艺运行时间的延长，不同运行时间的SGAC的等电点总体呈现下降的趋势，对于BM、TX、PH、HY水厂，其等电点甚至低于1.00，试验范围内已无法检测到。等电点越低，意味着活性炭在溶液中带负电的pH范围越广，越有利于金属离子的吸附[17]。

综上，BAC工艺活性炭的pH、等电点均呈现出规律性变化：前者稳定在6.0附近；后者随运行时间延长，逐渐降低直至检测限以下。

2.1.2 SGAC的红外光谱特性

不同水厂中不同运行时间的SGAC的FT-IR结果如图1所示。

图1 8个水厂中SGAC的FT-IR光谱图Fig.1 FT-IR Spectrum of SGACs from 8 WTPs

2.1.3 SGAC的表面元素组成分析

以两个不同指标的新活性炭(AC-1、AC-2)为参照，对不同水厂中不同运行时间的SGAC的元素组成进行了测试，结果如表4所示。AC-1、AC-2均达到了《生活饮用水净水厂用煤质活性炭》(CJ/T 345—2010)的要求，AC-2的碘吸附值、亚甲基蓝吸附值略高于AC-1。

由表4可知，随着水厂运行时间的延长，SGAC中的O 1s的含量逐渐增多、C 1s含量逐渐降低。新活性炭的O 1s、C 1s含量分别占7%、92%左右；而运行0.75～10.00年的SGAC，其表面O 1s含量占比增加至9.24%～25.22%，增长至新活性炭的1.36～3.73倍；相对应地，C 1s含量从92%左右降低至75%以下。

结合FT-IR的结果，对活性炭的O 1s进行解卷积分峰，结果表明SGAC上的O 1s分峰主要包含3种含氧官能团：C-OH/C-O-C、HO-C=O和C=O。即，随着BAC工艺运行时间的延长，SGAC表面的含氧官能团呈现整体增加的趋势，而且主要是由于酸性官能团HO-C=O和C-OH/C-O-C的增加，C=O的变化很小。

由表4还可以看出，对于表面金属元素含量而言，与新活性炭比，所有SGAC样品中，Ca的含量均有增加，新活性炭仅占0.19%～0.21%，而运行8.00～10.00年的SGAC其Ca含量增长至2.20%左右，比新活性炭增长约10倍；Mg在所有的SGAC样品中均被检测到；K在活性炭表面消失，这可能是由于K的位点被其他金属离子占据。SGAC-5、SGAC-6、SGAC-7除了以上特点外，其表面还出现了新的N元素，这可能是其运行期间的水源水质条件导致。课题组前期研究[4-5]表明，活性炭上吸附的Ca、Mg等可与溶液中的Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)等发生离子交换，同时酸性官能团中的羧基和羟基也参与活性炭对水中金属的去除。

表4 8个水厂中SGAC的元素百分比Tab.4 Elemental Percentage of SGACs from 8 WTPs

综上，BAC工艺中活性炭的表面酸性官能团，以及Ca等金属含量的总体增长趋势，均在理论上使活性炭具有更好地去除Pb(Ⅱ)的能力。

2.2 SGAC对Pb(Ⅱ)的吸附性能

2.2.1 同一水厂(SH)不同运行年限SGAC对Pb(Ⅱ)的吸附特性

(1)吸附性能

图2 SGAC-5、SGAC-6、SGAC-7对Pb(Ⅱ)的吸附性能Fig.2 Adsorption Performance of SGAC-5,SGAC-6,SGAC-7 for Pb(Ⅱ)

图2为SH水厂不同使用年限的SGAC-5、SGAC-6、SGAC-7对Pb(Ⅱ)的去除性能(初始质量浓度约为5 mg/L)。由图2可知，随着SGAC用量从0增加到0.05 g/L，不同使用年限的SGAC对Pb(Ⅱ)的去除率急剧上升至90.00%以上；随着吸附剂用量进一步增加到0.10 g/L，Pb(Ⅱ)的去除率逐渐增加到99.00%左右，并基本达到吸附平衡状态。即在初始Pb(Ⅱ)质量浓度约为5.0 mg/L的条件下，99.00%的去除率只需要0.10 g/L的投加量，体现了SGAC的低吸附剂用量优势。在后续的试验中，为了充分探究SGAC吸附Pb(Ⅱ)的其他因素影响，SGAC投加量确定为0.20 g/L，此时3种不同使用年限的SGAC吸附去除率均能达到98.60%，其中SGAC-6去除率能达到99.80%。

(2)吸附等温线拟合

基于平衡时的Pb(Ⅱ)浓度和Pb(Ⅱ)平衡吸附量数据，分别采用Langmuir吸附模型和Freundlich吸附模型对SGAC的吸附等温线进行拟合。SGAC-5、SGAC-6和SGAC-7对Pb(Ⅱ)的吸附等温线结果如图3所示，其相应的吸附等温线拟合参数如表5所示。

从表5中R2的数据可以看出，SGAC-5、SGAC-6、SGAC-7对Pb(Ⅱ)的吸附等温线特性随SGAC使用年限的增加而发生明显变化。对于SGAC-5和SGAC-6，其吸附等温线更符合Freundlich方程，但对于使用时间最长的SGAC-7而言，Langmiur模型优于Freundlich模型。众所周知，Langmuir模型描述了在均匀表面上的单分子层吸附，因此，可推测随着BAC工艺运行时间的增加，吸附位点逐渐均匀地分散在SGAC的表面上，Pb(Ⅱ)在SGAC表面上发生单分子层吸附。就吸附能力而言，SABC-5的最大饱和吸附量最大，为164.43 mg/g，SGAC-6和SGAC-7的最大饱和吸附量略有下降，这可能是在BAC工艺运行过程中，SGAC的表面吸附位点已经被占据，因此，呈现出随使用时间的延长而减少的趋势。

图3 SGAC-5、SGAC-6、SGAC-7对Pb(Ⅱ)的吸附等温线Fig.3 Adsorption Isotherms of SGAC-5,SGAC-6,SGAC-7 for Pb(Ⅱ)

表5 SGAC-5、SGAC-6、SGAC-7的吸附等温线拟合参数Tab.5 Fitting Parameters of Adsorption Isotherms for SGAC-5,SGAC-6,SGAC-7

(3)SGAC对低质量浓度重金属(≤0.2 mg/L)的去除表现

Pb(Ⅱ)作为地表水和地下水中最重要的污染物，因其对新陈代谢和智力的毒性而受到全世界的广泛关注[21-23]。《生活饮用水卫生标准》(GB 5749—2022)中Pb(Ⅱ)的最大可接受质量浓度为10 μg/L。如果BAC工艺中的SGAC可有效去除低浓度重金属离子，无疑将为已经广泛应用的BAC工艺增光添彩。综合考虑到饮用水水质标准以及水源水质，本试验将Pb(Ⅱ)的初始质量浓度设定为≤0.2 mg/L，以SGAC-5为例进行了SGAC对低浓度重金属的吸附试验研究，结果如表6所示。

如表6所示，SGAC-5对低浓度的 Pb(Ⅱ) 表现出良好的吸附能力。当保持初始质量浓度≤0.2 mg/L时，SGAC-5可有效吸附Pb(Ⅱ)，其最大去除率为95.13%。

表6 SGAC-5对低浓度Pb(Ⅱ)的吸附能力Tab.6 Adsorption Capacity of SGAC-5 for Low Concentration Pb(Ⅱ)

上述结果表明，SGAC亦具有去除低浓度重金属的优越性能，这将为BAC工艺中SGAC(固体废物)的处置或其与新活性炭的组合再利用提供理论和实践依据。即，在活性炭池内保留一些SGAC，将使得BAC工艺除了具有传统的吸附和生物降解功能外，还具有去除重金属的能力。很显然，与人为改性的活性炭相比，该过程没有引入化学试剂，也不会造成二次污染[24-25]。更重要的是，该过程不会增加系统的成本，也不会损害水溶液中有机物的吸收。此外，如果SGAC可以直接重复使用而无需再生或处理，不仅可以延长活性炭的使用寿命，还可以节省资源，符合国家“双碳”战略目标。

2.2.2 不同水厂中不同运行年限SGAC对Pb(Ⅱ)的吸附性能

对不同水厂中不同运行时间的SGAC(0.75～10.00年)进行了Pb(Ⅱ)吸附等温线试验，其Frendlich模型拟合的吸附量qe如图4所示。

图4 不同运行时间SGAC对Pb(Ⅱ)的吸附性能Fig.4 Adsorption Performance of Pb(Ⅱ) by SGACs from Different Operation Times

由图4可知，在相同的投炭量条件下，除BM水厂外，随着运行时间的增加，SGAC对Pb(Ⅱ)的吸附量整体上呈现增加的趋势，其中，运行10.00年的HY水厂的SGAC对Pb(Ⅱ)的吸附量高达约420.00 mg/g。上述结果代表了BAC工艺生命周期中不同运行阶段的SGAC对Pb(Ⅱ)的吸附性能。

2.2.3 SGAC对重金属Pb(Ⅱ)吸附性能总结

(1)同一水厂不同使用年限的SGAC-5、SGAC-6、SGAC-7对Pb(Ⅱ)(5.0 mg/L)均表现出稳定的吸附能力(>99.00%)，最大吸收量为164.43 mg/g；低浓度重金属和低SGAC剂量下，SGAC对Pb(Ⅱ)最大去除率亦达到95.00%以上。

(2)不同运行时间(0.75～10.00年)的SGAC，对Pb(Ⅱ)的吸附量整体上呈现随着运行时间的增加而增加的趋势，运行10.00年的HY水厂的SGAC对Pb(Ⅱ)的吸附量高达约420.00 mg/g。

上述结论将为BAC工艺中的SGAC(固体废物)的合理再利用或SGAC与新活性炭的组合再利用提供理论和实践依据。即可以原位再利用处理饮用水，或再用于废水处理。

2.3 SGAC对Sr(Ⅱ)的吸附潜能分析

鉴于放射性核素锶[Sr(Ⅱ)]对人体的潜在危害[26-30]，在同样条件下，探究了SGAC-5、SGAC-6、SGAC-7对Sr(Ⅱ)的吸附潜能。基于载带机制和安全性考虑，用非放射性锶元素(88Sr)代替放射性锶元素(90Sr)进行了试验研究[9]。分别在低质量浓度(0.5 mg/L)和高质量浓度下(5.0 mg/L)下进行了Sr(Ⅱ)吸附试验，试验结果如图5所示。

由图5(a)可知，Sr(Ⅱ)溶液初始质量浓度为0.5 mg/L时，当SGAC用量从0增加到0.2 mg/L，SGAC-5、SGAC-6和SGAC-7对Sr(Ⅱ)的去除率均达到75.00%左右，投炭量继续增加至0.5 mg/L，Sr(Ⅱ)吸附反应逐渐达到平衡，其去除率可达80.00%左右。而当Sr(Ⅱ)溶液初始质量浓度为5.0 mg/L时，随着SGAC剂量从0增加到2.0 mg/L，SGAC-5、SGAC-6、SGAC-7对Sr(Ⅱ)的去除率均达到85.00%左右；SGAC剂量继续增加至8.0 mg/L时，SGAC-5、SGAC-6、SGAC-7对Sr(Ⅱ)的去除率缓慢增加到89.00%左右，并达到平衡。相比于当前用于除Sr(Ⅱ)的其他活性炭吸附剂[31-34]，SGAC-5、SGAC-6、SGAC-7对Sr(Ⅱ)均展现了较强的吸附能力。这不仅为其再利用提供了新的应用场景，也为可能的Sr(Ⅱ)放射性污染提供了新思路。

图5 SGAC对不同浓度Sr(Ⅱ)的吸附性能Fig.5 Adsorption Performance of SGACs for Sr(Ⅱ) of Different Concentrations

2.4 BAC工艺中的SGAC在实际水体中的应用

以SGAC-5、SGAC-6、SGAC-7为例进行实际水体的应用试验。SGAC用于实际水体中去除金属离子时，还要考虑本身作为待处理废弃物是否会有其他物质溶出，给水体造成二次污染。因此，实际应用前，先对SGAC-5、SGAC-6、SGAC-7中有机物的溶出、金属离子的释放，以及吸附金属离子后的解吸情况进行研究。

2.4.1 SGAC表面吸附物在水体中的溶出

试验用炭(SGAC-5、SGAC-6、SGAC-7)未经任何预处理，因此，其所吸附的有机污染物可能成为其直接再利用的不利因素。分别在去离子水、自来水和实际河水(取自天津大学北洋园校区内河水)中进行了有机物的溶出试验。不同水体的主要水质指标如表7所示。

表7 不同水体的主要水质指标Tab.7 Main Water Quality Indices of Different Water Bodies

基于前述吸附试验结果，溶出试验在SGAC质量浓度为0.20 g/L条件下，按与吸附等温线相同试验方法，通过TOC-L CPN(Shimadzu，Co.,Ltd.)来测量SGAC吸附前后水体中不可吹扫有机碳(NPOC)的变化。试验共持续了1 320 min，并分别在溶出60、480、1 320 min时进行取样测试，其结果如表8所示。

由表8可知，就不同水体而言，SGAC中有机物的溶出有明显区别，其中在去离子水中溶出较明显(增加了5倍左右)，自来水次之，在河水中的溶出最少。即当SGAC用于实际水体中金属的去除时，有机物溶出的影响可忽略。但应用之前需进行必要的预试验以排除可能的综合影响。

就3种不同使用年限的SGAC的溶出结果来看，溶出值变化范围不大，没有明显区别。就溶出时间而言，60、480、1 320 min的结果也无明显区别，即SGAC所吸附有机物的溶出亦不会随着使用时间的延长而有明显变化。

表8 NPOC在SGAC上的溶出Tab.8 Dissolution of NPOC on SGACs

2.4.2 SGAC中金属离子的溶出

在50 mL去离子水中投加0.20 g/L的SGAC，振荡12 h后取上清液检测金属离子的浓度，考察其溶出情况，结果如表9所示。其中，检测到的金属离子主要为Ca2+、Mg2+、Al3+，未检测到有害金属的溶出。与表7中自来水(Ca2+、Mg2+、Al3+质量浓度分别为36.30、12.32、0.128 mg/L)、河水(Ca2+、Mg2+、Al3+质量浓度分别为82.45、44.85、0.160 mg/L)的本底浓度相比，溶出的金属浓度极小。当SGAC用于实际水体中时，因其中含有丰富的阳离子会抑制金属离子的溶出，溶出量将更少。综上，SGAC中金属的溶出不会影响其在实际水体中的应用。

表9 SGAC上金属离子的溶出Tab.9 Dissolution of Metal Ions on SGACs

2.4.3 SGAC吸附金属离子后的解吸

将吸附Pb(Ⅱ)的SGAC样品SGAC-Pb溶解在去离子水中(2.0 g/L)，振荡12 h进行相应的解吸试验，Pb(Ⅱ)的解吸率如表10所示。

表10 SGAC吸附Pb(Ⅱ)后的解吸Tab.10 Desorption of Pb(Ⅱ) from SGACs

由表10可知，Pb(Ⅱ)在SGAC上的解吸率很低，几乎可以忽略不计，这意味着Pb(Ⅱ)牢固且不可逆地被吸附在SGAC上。

综上，SGAC表面所吸附的有机物和金属离子的溶出，以及吸附后解吸等情况表明SGAC用于实际水体中重金属的去除在安全性和二次污染方面均具有可行性。

2.4.4 SGAC吸附金属离子在实际水体中的应用

用河水模拟配制受Pb(Ⅱ)污染的实际水体，河水在使用前经0.22 μm的滤膜过滤以除去悬浮固体和绿藻。采用与前述吸附等温线试验相同的方法，考察SGAC对实际水体中Pb(Ⅱ)的吸附能力，并通过检测吸附前后Pb(Ⅱ)的浓度，计算去除率来说明吸附效果，结果如图6所示。

图6 SGAC对河水中Pb(Ⅱ)吸附效果Fig.6 Adsorption of Pb(Ⅱ) in River by SGAC

由图6可知，与前述去离子水中的去除率相比，SGAC-5、SGAC-6和SGAC-7对真实河水中Pb(Ⅱ)去除率都有一定程度下降。对Pb(Ⅱ)的最大去除率由去离子水中的99.00%左右下降到河水中的80.00%～90.00%。这是由于河水中的Ca2+、Mg2+等阳离子的大量存在影响了SGAC的吸附，此外河水中有机物(NPOC质量浓度为50.42 mg/L)的大量存在也可能会影响SGAC吸附金属离子的能力。虽然SGAC在河水中对目标物的吸附能力有所下降，但对Pb(Ⅱ)仍具有良好的吸附能力，因此，SGAC具备用于实际水体中金属离子去除的潜力。

2.4.5 SGAC吸附金属离子后的再生

为了探究SGAC吸附金属后的再利用潜力以及所吸附金属的可回收性，以SGAC-7为例，用0.1 mol/L的HCl溶液对已经吸附Pb(Ⅱ)的SGAC样品进行了再生试验。详细试验过程如下：首先用0.1 mol/L的HCl溶液将吸附Pb(Ⅱ)的SGAC样品溶解再生；之后，将再生后的SABC样品用去离子水冲洗，直至pH无明显变化；之后，在80 ℃的真空干燥箱中将样品烘干，继续用于吸附金属离子Pb(Ⅱ)，并检测其吸附性能。本试验循环3次，检测结果如表11所示。

由表11可知，SGAC-7对Pb(Ⅱ)的吸附量为26.317 mg/g，第1次解吸释放出22.540 mg/g，解吸率为85.65%，第1次循环再生吸附量为25.264 mg/g，吸附能力约为原来的96.00%；第2次循环解吸率为82.29%，吸附能力与第1次循环相当；第3次循环情况与第2次相似，SGAC性能未见下降。即SGAC不仅可重复用于重金属的去除，且可实现金属的回收。

表11 SGAC吸附Pb(Ⅱ)后的解吸再生Tab.11 Regeneration of SGAC after Pb(Ⅱ) Adsorption by SGACs

3 结论

(1)随着BAC工艺的运行，SGAC的pH、等电点均呈现降低趋势：前者稳定在6.0附近；后者随运行时间延长，逐渐降低直至检测限以下；SGAC的表面酸性官能团，以及Ca等金属含量则呈增长趋势。

(2)同一水厂不同使用年限的SGAC-5、SGAC-6、SGAC-7，均对Pb(Ⅱ)(5.0 mg/L)表现出稳定的吸附能力(>99.00%)，最大吸收量为164.43 mg/g；低质量浓度(≤ 0.2 mg/L)和低SGAC剂量下，SGAC对Pb(Ⅱ)最大去除率亦达到95.00%以上；对低质量浓度(0.5 mg/L)和高质量浓度下(5.0 mg/L)放射性核素锶Sr(Ⅱ)的去除率分别达80.00%和89.00%左右。

(3)不同运行时间(0.75～10.00年)的SGAC，对Pb(Ⅱ)的吸附量整体上呈现随着运行时间的增加而增加的趋势，运行10.00年的HY水厂其SGAC对Pb(Ⅱ)的吸附量高达约420.00 mg/g。

(4)SGAC应用于实际水体时，其本身溶出的有机物和金属离子可忽略不计。对Pb(Ⅱ)的最大去除率由去离子水中的99.00%左右下降到河水中的80.00%～90.00%，且SABC对Pb(Ⅱ)的吸附几乎不可逆，解吸率较低。再生试验表明，SGAC经过3次循环后对Pb(Ⅱ)的吸附性能仍未见下降。

综上，SGAC不仅可直接原位利用，且可重复用于实际水体中重金属的去除，即本研究实现了BAC工艺中SGAC的循环再利用。

致谢

感谢清华大学王占生教授在世时9年的谆谆教诲及对本研究的大力支持，感谢恩师中国活性炭研发及产业化奠基人蒋仁甫教授传授毕生所学，感谢天津大学活性炭研发团队齐心协力积极推进本研究，感谢《净水技术》对本研究成果的关注和认可，这是对我们持续深入推进本研究的最好鼓励和鞭策。