生物活性炭法给水深度处理工艺中的废弃活性炭、制备方法以及再应用与流程

本发明涉及废弃活性炭的再利用领域，涉及生物活性炭(bac)法给水深度处理工艺中废弃活性炭的除重金属再应用领域，具体涉及生物活性炭法给水深度处理工艺中的废弃活性炭、制备方法以及再应用。

背景技术：

随着“水十条”和新国标《生活饮用水卫生标准》(gb5749—2006)的颁布和实施，国家对饮用水的水质标准越来越严格。传统的常规工艺难以有效去除化学耗氧量(codmn)、氨氮、微量有机物、致病原虫等污染物，无法解决水源污染与水质标准提高之间的矛盾，更难以有效应对突发性水源污染事件。由于生物活性炭工艺(bac或o3/gac)能有效去除上述污染物，因此成为十分重要而且切实可行的给水深度处理工艺。bac对于水中的嗅味^[1]、微污染物^[2]、天然有机物^[3]、氨氮^[4]、消毒副产物前体物^[5]、新型污染物^[6]、内分泌干扰物、抗生素、腐殖酸等有机污染物^[7,8]均有较好的去除效果。korotta-gamage和sathasivan^[8]对2016年以来的bac工艺进行了总结，并认为bac工艺是最有前途的水处理工艺之一。改工艺依靠生物降解和活性炭吸附的协同作用提高了水处理效果、延长了活性炭的寿命、降低了水处理成本，在给水处理行业迅速发展^[9]。目前在欧美、日本等发达国家和地区广泛应用并趋于成熟^[10,11]，根据德国的经验，采用生物活性炭技术(bac)可将活性炭使用寿命从3～6个月延长到2～3年；若原水中以高锰酸盐指数为主要污染物，在进水水质合适的情况下，活性炭可使用6年以上^[12]。

我国自20世纪80年代开始研究bac工艺，目前该技术也已在我国的给水深度处理过程中获得了广泛应用并取得良好效果^[13-16]。目前国内采用bac工艺的水厂总处理能力已接近2500万m³/d，约占地表水厂处理能力20％，随着上海、江苏等地全面推行给水深度处理，其规模将呈继续增加趋势，尤其是以地表水为水源的净水厂，都面临增加活性炭吸附工艺的迫切需求。在给水处理厂大规模使用bac工艺的同时，必将带来废弃活性炭(“危废”)的替换或再生问题，然而，目前对bac工艺的研究主要集中在吸附、生物降解等机理研究和应用研究方面，而对于bac中废弃活性炭合理再应用的研究则很少见报道。目前，国内最早一批使用该工艺的给水深度处理厂，正面临这一问题，而针对于水厂用炭所提出的《生活饮用水净水厂用煤质活性炭》cj/t345-2010标准并未对此做出任何规定，因此，也迫切需要修订，即需要对使用过的废弃活性炭指明一条出路：合理再应用或成为“危废”。

天津大学作为cj/t345-2010标准修订的编委于2017年11月份对江苏、上海、浙江等几个有代表性的使用bac工艺的水厂进行了调研，其中只有极少数水厂进行了活性炭再生回用，其他水厂的废弃活性炭均未得到合理的再利用。无疑，废弃活性炭(被视为“危废”)的随意处置和使用必将引起严重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，课题申请人对部分bac工艺水厂的废弃活性炭样品进行了再应用研究，无疑这将为其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。

技术实现要素：

本发明的目的在于克服上述现有技术的不足，提出一种生物活性炭法给水深度处理工艺中的废弃活性炭、制备方法以及再应用，通过对bac工艺废弃活性炭的再应用研究，有效解决废弃活性炭(“危废”)的随意处置和使用问题，实现资源的可持续、回收利用。

本发明的第一个技术方案是生物活性炭法给水深度处理工艺中的废弃活性炭，使用过的生物活性炭的表面特性由酸性变成碱性；所述使用过的生物活性炭为待替换或再生。

本发明废弃活性炭的ph<7或zeta电位≤0或其表面酸性官能团的含量高于表面碱性官能团的含量。

本发明的第二个技术方案是生物活性炭法给水深度处理工艺中的废弃活性炭制备方法，包括如下步骤：

(1)采集有代表性的废弃活性炭样品：其来源包括bac工艺的活性炭吸附池内或已取出储存废弃活性炭的场地；

(2)以新活性炭为参照，对废弃活性炭样品进行表面特性表征，采用两种以上方法进行互为验证的表征；

(3)废弃活性炭的ph小于7或zeta电位≤0或表面酸性官能团的含量≥表面碱性官能团的含量；

(4)废弃活性炭样品的再应用研究：直接回用于取样水厂或回用于采用同一水源、相同工艺的给水厂；若用于其他去除重金属的场合，则需对待测水体进行有机物溶出试验。

本发明所述步骤(1)采集策略具体为：

(a)废弃活性炭尚在炭池中，则按着awwab605-2007的附录b的方法收集活性炭池中有代表性的使用过的ac样品；

(b)活性炭已从炭池取出并存放在其他地方，则按着《生活饮用水净水厂用煤质活性炭》(cjt345-2010)规定的方法进行取样。

本发明所述步骤(2)中新活性炭为该水厂所装填的原始活性炭或采用同一工艺同一批次生产的活性炭。

本发明所述步骤(2)表征方法包括：ph测试、zeta电位、表面极性组分、表面酸性和碱性官能团(ft-ir分析、boehm滴定)测定和xps元素分析中的至少两种。

本发明所述步骤(4)中回用于取样水厂或回用于采用同一水源、相同工艺的给水厂采用直接回用或取出自然风干后回用两种方式。

本发明所述步骤(4)中有机物的溶出试验通过废弃活性炭溶于待测水体前后doc或toc差值来表征；具体数值视待测水体的性质(再生水、废水等)依据相应的排放标准而定。

本发明的第三个技术方案是生物活性炭法给水深度处理工艺中的废弃活性炭的再应用，应用于水处理或空气净化。

本发明相对于现有技术有以下有益效果：

1、本发明为水厂废弃的活性炭找到了新出路，直接用于水中重金属的去除，节省了再生成本、避免了废弃活性炭的二次污染问题，节约资源、可持续发展。

2、本发明中的废弃生物活性炭直接回用于取样水厂或回用于采用同一水源、相同工艺的给水厂，不仅不需要再生或其他再处理工艺而且不引入任何其他化学物质。

3、本发明中的废弃活性炭用于bac工艺中，从而使bac工艺兼具吸附功能、生物降解和去除重金属功能；这对于进一步理解bac机理及bac工艺的发展具有重要意义；具有去除重金属功能的bac水处理工艺为水厂的应急处理提供了后备保障，尽而充分发挥活性炭的功能以及节约资源的目的。

4、本发明结果将为采用bac工艺的水厂中新旧活性炭搭配使用以及废弃活性炭(危废)的再应用提供理论和技术支撑。

5、本发明成本低，环境友好性、经济效益好且节约资源，对推动社会可持续发展具有积极的意义。

附图说明

图1为sbac-5，sbac-6和sbac-7对pb(ii)的吸附能力：

(a)初始浓度(4.45mg/l)和最终浓度来检测sbac-5，sbac-6和sbac-7对吸附pb(ii)的能力；

(b)在不同的初始浓度(2.45-8.08mg/l)下进行sbac-5，sbac-6和sbac-7对pb(ii)的吸附实验；

图2为吸附pb(ii)前后sbacs样品的ft-ir图谱分析：

(a)未使用活性炭和三种废弃生物活性炭吸附前ft-ir图谱分析

(b)sbac-5，sbac-6和sbac-7三种废弃活性炭吸附pb(ii)后ft-ir图谱分析

图3吸附pb(ii)前后sbacs样品的o1s图谱分峰分析。

具体实施方式

下面通过具体实施例和附图对本发明作进一步的说明。本发明的实施例是为了更好地使本领域的技术人员更好地理解本发明，并不对本发明作任何的限制。

bac(o3/gac)工艺将在几个月或更长时间内完成从新gac到生物活性炭(bac)的转变，由于其集臭氧氧化、吸附和生物降解功能于一体，bac工艺已成为最有前途的水处理之一。虽然相比于单独的活性炭吸附，bac工艺有效延长了活性炭的使用寿命，但bac也有使用寿命，当其出水水质达不到要求时，仍然需要对使用过的活性炭进行再生或更换新的活性炭，即面临bac工艺废弃活性炭的再应用问题。

bac工艺以其优异吸附和生物降解功能而著称，但其去除重金属功能却很少被报道。这是因为，活性炭可分为在低温(200-400℃)和较高温(800-1000℃)下活化两类，前者通常会形成酸性表面位点，主要从溶液中吸附碱，具有亲水性，并具有负的zeta电位；后者将形成碱性的表面位点，并呈现正的zeta电位^[17]。即，一枚硬币有两面，虽然在bac工艺中使用的ac表现出对有机污染物的优越吸附性能，但决定了其对高温活化的要求，进而导致了其碱性表面位点的发展，因此其对金属离子的吸附能力从一般到低至无^[18]。由于吸附效率取决于吸附质和吸附剂材料的化学性质，比表面积，孔径结构等^[19]，许多关于活性炭从水溶液中去除金属的研究，都是通过改性处理以增加其炭表面的酸性表面官能团^[20]，其中，ac的氧化处理非常有利于提高金属离子的吸收，这是迄今为止研究最多的技术^[21]，虽然具体的处理有利于增强其摄取金属离子的能力，但会增加水处理系统的成本，并显着损害水溶液中有机物的吸收^[22,23]。

尽管在bac工艺中使用的ac由于缺乏酸性表面官能团而不具有去除重金属能力，但在bac工艺中发生的三个主要过程：臭氧氧化、吸附和生物降解^[24]，其中涉及复杂的物理，化学和生物效应^[25-29]。上述长期复杂的工艺将会对ac的表面性质产生影响，从而改变其表面性质，即bac工艺过程将增加其酸性表面官能团，从而赋予使用过的活性炭去除重金属的新功能。

本发明采用了如下关键步骤：

(1)在收集bac工艺的运行参数(进水水质、水量、o3投加量等)的基础上，对使用过的活性炭(sbac)进行取样；

(2)以新ac为参照，对所取样品进行至少2种互为验证的表面特性表征，包括ph值、zeta电位、表面官能团(ftir或boehm滴定)、表面极性组分分析、元素组成及其化学状态分析等；

(3)当使用过的ac其ph小于7或zeta电位≤0或表面酸性官能团的含量≥表面碱性官能团含量时，该使用过的ac，既具有去除重金属功能；

(4)部分使用过的ac可继续留在活性炭炭吸附池内用于去除重金属，从而使bac工艺兼具吸附、生物降解和去除重金属功能，或用作其他场合的重金属处理。

本发明的结果将为采用bac工艺的水厂中新旧活性炭搭配使用以及废弃活性炭(危废)的再应用提供理论和技术支撑。无疑这一新的应用方向将为水厂废弃的活性炭的再应用找到新出路，直接用于水中重金属的去除，节省了再生成本、避免了废弃活性炭的二次污染问题，节约资源、可持续发展。

生物活性炭法给水深度处理工艺中的废弃活性炭，使用过的生物活性炭的表面特性由酸性变成碱性；所述使用过的生物活性炭为待替换或再生。

本发明废弃活性炭的ph<7或zeta电位小于0或其表面酸性官能团的含量高于表面碱性官能团的含量。

而生物活性炭法给水深度处理工艺中的废弃活性炭制备方法，包括如下步骤：

(1)采集有代表性的废弃活性炭样品：其来源包括bac工艺的活性炭吸附池内或已取出储存废弃活性炭的场地；

采集策略具体为：

(a)、废弃活性炭尚在炭池中，则按着awwab605-2007的附录b的方法收集活性炭池中有代表性的使用过的ac样品；

(b)、活性炭已从炭池取出并存放在其他地方，则按着《生活饮用水净水厂用煤质活性炭》(cjt345-2010)规定的方法进行取样。

(2)以新活性炭为参照，对废弃活性炭样品进行表面特性表征，采用两种以上方法进行互为验证的表征：

新活性炭为该水厂所装填的原始活性炭或采用同一工艺同一批次生产的活性炭；

表征方法包括：ph测试、zeta电位、表面极性组分、表面酸性和碱性官能团(ft-ir分析、boehm滴定)测定和xps元素分析中的至少两种；

以新活性炭作为参照，对与吸附重金属相关的指标如ph、等电点、表面极性组分(gc-ms)、表面官能团(ft-ir、boehm滴定)、元素分析等进行表征：至少采用上述表征方法中的两种方法对活性炭进行互为验证的表征；其中ph是指废弃活性炭的ph，按照gb/t7702.16-1997或astmd3838-05(2017)所述方法进行测试；等电点是指废弃活性炭表面电荷为零时的ph；表面官能团可通过ft-ir或boehm滴定法进行测定；元素分析通过xps光电子能谱分析进行。

(3)废弃活性炭的ph小于7或zeta电位≤0或表面酸性官能团的含量≥表面碱性官能团的含量；

(4)废弃活性炭样品的再应用研究：直接回用于取样水厂或回用于采用同一水源、相同工艺的给水厂；若用于其他去除重金属的场合，则需对待测水体进行有机物溶出试验：回用于取样水厂或回用于采用同一水源、相同工艺的给水厂采用直接回用或取出自然风干后回用两种方式；有机物的溶出试验通过废弃活性炭溶于待测水体前后doc或toc差值来表征；具体数值视待测水体的性质(再生水、废水等)依据相应的排放标准而定。

实施例1：使用5年的废弃活性炭样品，取自某采用bac给水深度处理工艺的水厂活性炭吸附池。该厂采用了“混凝+沉淀+bac(o3/gac)+过滤”的组合水处理工艺流程，其生产能力为(200,000m³/d)，ac床的空床接触时间ebct为14分钟，ac床的高度为2.0米，臭氧剂量为2.0-2.5mg/l，接触时间为24分钟。水厂的水源来自hp河，水厂的平均出水水质优于中国饮用水水质标准，平均浊度<0.15ntu，codmn<1.50mg/l，nh3-n<0.02mg/l。

实施例2：使用6年的废弃活性炭样品，取自某采用bac给水深度处理工艺的水厂活性炭吸附池。该厂采用了“混凝+沉淀+过滤+bac(o3/gac)”的组合水处理工艺流程，其生产能力为(260,000m³/d)，ac床的空床接触时间ebct为14分钟，ac床的高度为1.8米，臭氧剂量为1.8-2.0mg/l，接触时间为20分钟。水厂的水源来自cj河，水厂的平均出水水质优于中国饮用水水质标准。

实施例3：使用7年的废弃活性炭样品为某采用bac给水深度处理工艺的水厂，且为已取出并风干的废弃样品。该水厂采用了“混凝+沉淀+过滤+bac(o3/gac)”的组合水处理工艺流程，其生产能力为(100,000m³/d)，ac床的空床接触时间ebct为14分钟，ac床的高度为2.0米，臭氧剂量为2.0-2.5mg/l，接触时间为22分钟。水厂的水源来自hp河，水厂的平均出水水质优于中国饮用水水质标准。

实施例4：使用3年的废弃活性炭样品，取自南方某采用bac给水深度处理工艺的给水厂。该厂采用了“混凝+沉淀+过滤+bac(o3/gac)+超滤”的组合水处理工艺流程，其生产能力为(150,000m³/d)，ac床的空床接触时间ebct为12分钟，ac床的高度为1.8米，臭氧剂量为2.0-2.5mg/l，接触时间为20分钟。水厂的水源来自某湖水，水厂的平均出水水质优于中国饮用水水质标准。

实施例5：使用2年的废弃活性炭样品，取自某采用bac给水深度处理工艺水厂的活性炭吸附池。该厂采用了“混凝+沉淀+过滤+bac(o3/gac)”的组合水处理工艺流程，其生产能力为(500,000m³/d)，ac床的空床接触时间ebct为14分钟，ac床的高度为2.0米，臭氧剂量为2.0-2.5mg/l，接触时间为26分钟。水厂的水源来自河水，水厂的平均出水水质优于中国饮用水水质标准。

实施例6：使用7年的废弃活性炭样品，为某bac给水深度处理厂已取出并风干的废弃样品。该厂采用了“混凝+沉淀+过滤+bac(o3/gac)”的组合水处理工艺流程，其生产能力为(250,000m³/d)，ac床的空床接触时间ebct为14分钟，ac床的高度为2.0米，臭氧剂量为2.0-2.5mg/l，接触时间为22分钟。水厂的水源来自水库水，水厂的平均出水水质优于中国饮用水水质标准。

上述实施例1、2和3的废弃活性炭表征和应用结果如下：

三种废弃活性炭分别记为sbac-5，sbac-6和sbac-7。

1.ph值

实施例1、实施例2、实施例3中所收集的废弃活性炭样品sbac-5，sbac-6和sbac-7的ph分别为6.0、6.5和5.8，而三种实施例中所采用的新活性炭样品的ph分别为10.0、9.8和9.6，即ph测试结果表明，三种实施例中的废弃活性炭样品表面均已由碱性变成了酸性，即具有了离子交换功能。

2.表面酸性和碱性官能团

采用boehm滴定法测试所取活性炭样品的表面官能团，其结果如表1所示。

表1废弃活性炭的表面酸性和碱性官能团,mmol/g

三种实施例中的废弃活性炭样品表面酸性官能团的数量均高于碱性官能团的数，即验证了ph测试结果。

3.三种实施例中的废弃活性炭对pb(ii)的吸附能力

通过测试序批试验中pb(ii)的初始浓度(4.45mg/l)和最终浓度来检测sbac-5，sbac-6和sbac-7对吸附pb(ii)的能力，结果图1a所示。为研究初始浓度对去除pb(ii)的影响，保持废弃活性炭的用量为0.20mg/l，在不同的初始浓度(2.45-8.08mg/l)下进行sbac-5，sbac-6和sbac-7对pb(ii)的吸附实验，结果如图1b所示。

从图1a中可以看出，当sbacs的用量达到0.10g/l时，所有sbac样品均显示出对pb(ii)的惊人吸附能力，随着sbac剂量的增加，平衡浓度逐渐降低，三种sbac均已达到吸附平衡。即在4.45mg/l的初始浓度下，所有sbac样品均能有效吸附pb(ii)，最大去除率超过99.0％，而相对于新ac的10-15％而言，这是一个惊人的结果。也就是说，bac工艺改变了ac的表面性质并产生了新产品(sbac)，这使得bac工艺除了吸附和生物降解之外还能够去除重金属。与人工改性ac相比，其中不引入化学试剂，不会造成二次污染。更重要的是，它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，上述发现还将为新ac和sbac的组合使用或sbac(危险废物)的再利用提供新的思路，这不仅可以再次延长ac的寿命，而且可以节省资源。

4.吸附pb(ii)前后sbacs样品的ft-ir分析

以新ac作为对照，使用fourier-870ft-ir(美国)对sbac-5，sbac-6和sbac-7进行pb(ii)吸附前后的ft-ir分析，结果如图2所示。

就pb(ii)吸附前后ft-ir图谱而言，所有样品均出现了1385cm^-1的特征峰，而且pb(ii)吸附前后无变化，这应归因于no3^-的吸附峰(motta等，2008)，其可能通过水处理过程引入。吸附前后在3200和3600cm^-1之间，所有sbacs均有一个宽的吸收谱带，表明吸附剂表面存在游离和氢键结合的oh基团，其中吸附后3400cm^-1处的特征峰是由吸附的水引起的(dongetal.,2014)，1100-1030cm^-1之间的另一个宽带应该属于直链c-oh伸展(abou-mesalam，2003)。所有sbac样品在吸附pb(ii)后均在1665-1565cm^-1处出现可见吸附峰，这应归入羧酸盐的不对称伸缩振动(ganesh等，2012)，证实了sbacs表面羧酸根的出现。而sbac-5样品中，在吸附前就存在1665-1565cm^-1吸附峰，表明sbac-5在bac工艺运行过程中已经参与了相关的化学反应。

5.吸附pb(ii)前后sbacs样品的xps分析

对pb(ii)吸附之前和之后sbacs分别进行xps分析，其元素组成如表2所示。由表2表可以看出，吸附pb(ii)前后sbacs的元素组成主要由碳和氧组成，杂质含量较小(<7％)，且吸附前后变化不大。明显的区别是吸附pb(ii)后sbac-5，sbac-6和sbac-7的氧含量分别增加了2.1％，2.46和2.42％，并且在每个sabc样品中确实检测到了pb4f。

表2sabcs样品吸附pb(ii)前后的元素组成变化

为了便于理解吸附机理，在吸附pb(ii)之前和之后，采用xpspeak41软件分别对sbac-5，sbac-6和sbac-7的o1s峰进行了分峰分析，并分解为不同表面含氧官能团的贡献(kim等2006)，结果如图3所示，其中给出了它们的峰面积值。

由图3可以看出，在sbac-5，sbac-6和sbac-7的o1s光谱中观察到三种主要表面含氧官能团，含量最高的为位于532.4ev的c-oh或c-o-c官能团；而位于533.8ev和530.8ev处的高能亚峰，分别对应于羧基(h)o-c＝o和c＝o基团，这与ft-ir光谱一致。其中，sbac-6具有最高含量的羧基和羟基，其次是bac-7和sbac-5。虽然在pb(ii)吸附后，sbac-5，sbac-6，sbac-7也存在c-oh或c-o-c，(h)o-c＝o和c＝o基团，但其峰面积发生了显着变化，特别是(h)o-c＝o组分别减少38.2％，11.09％和7.14％，而c-oh或c-o-c组分别增加4.07％，11.62％和10.34％，但对于c＝o组，sbac-5和sbac-6几乎没有观察到变化。即(h)o-c＝o和c-oh基团参与了溶液中pb(ii)的吸附(tao等，2015；等，2017)。虽然金属离子的吸附过程非常复杂，结合上述表征和相关分析可知，金属与这些离子化含氧官能团的络合可以被认为是sbac吸附金属的主要机制。

参考文献

[1]guo,q.,etal.,2016.simultaneousremovalofmultipleodorantsfromsourcewatersufferingfromsepticandmustyodors:verificationinafull-scalewatertreatmentplantwithozonation.waterres.100,1-6.

[2]knopp,g.,etal.,2016.eliminationofmicropollutantsandtransformationproductsfromawastewatertreatmentplanteffluentthroughpilotscaleozonationfollowedbyvariousactivatedcarbonandbiologicalfilters.waterres.100,580-592.

[3]fu,j.etal.,2017.pilotinvestigationoftwo-stagebiofiltrationforremovalofnaturalorganicmatterindrinkingwatertreatment.chemosphere166,311-322.

[4]chung,y.c.etal.,2005.removalofhighconcentrationofnh3andcoexistenth2sby

biologicalactivatedcarbon(bac)biotricklingfilter.bioresour.technol.96,1812-1820.

[5]zha,x.s.,etal.,2016.theremovaloforganicprecursorsofdbpsduringthreeadvancedwatertreatmentprocessesincludingultrafiltration,biofiltration,andozonation.environ.sci.pollut.r.23,1-12.

[6]ahmed,m.b.,etal.2017.progressinthebiologicalandchemicaltreatmenttechnologiesforemergingcontaminantremovalfromwastewater:acriticalreview,journalofhazardousmaterials,323(pta),274-298.

[7]simpsond.r.biofilmprocessesinbiologicallyactivecarbonwaterpurification.waterresearch,2008,42(12):2839-2848.

[8]korotta-gamages.m.,a.areview:potentialandchallengesofbiologicallyactivatedcarbonsathasivantoremovenaturalorganicmatterindrinkingwaterpurificationprocess.chemosphere,2017,167:120-138.

[9]王占生，刘文君，张锡辉.为污染水源饮用水处理.北京：中国建筑工业出版社，2016.

[10]umarm.,roddickf.,fanl.h.impactofcoagulationasapre-treatmentforuvc/h2o2-biologicalactivatedcarbontreatmentofamunicipalwastewaterreverseosmosisconcentrate.waterresearch,2016,88:12-19.

[11]kaarelao.e.,harkkih.a.,palmrothm.r.t.,etal.bacterialdiversityandactivebiomassinfull-scalegranularactivatedcarbonfiltersoperatedatlowwatertemperatures.environmentaltechnology,2015,36(6):681-692.

[12]刘建广，张春阳，查人光，等.饮用水深度处理工艺活性炭运行周期探讨.给水排水，2011，37(5)：35-40.

[13]中国土木工程学会水工业分会给水深度处理研究会.给水深度处理技术原理与工程案例.北京：中国建筑工业出版社，2013.

[14]gaoj.l.,oloibiriv.,chysm.,etal.integrationofautotrophicnitrogenremoval,ozonationandactivatedcarbonfiltrationfortreatmentoflandfillleachate.chemicalengineeringjournal,2015,275:281-287.

[16]陆泽栋，刘文君.臭氧－生物活性炭技术研究进展.2016年全国给水排水技术信息网年会论文集,158-163.

[16]冯钧，陶明，徐建平.深度处理改造方案及净水效果.净水技术，2011，30(3)：72-77.

[17]d.,mohan,s.chander,singlecomponentandmulti-componentadsorptionofmetalionsbyactivatedcarbons,colloidsurf.a:phys.eng.asp.177(2001),183-196

[18]z.,li,x.,chang,z.,hu,x.,huang,x.,zou,q.,wu,r.,nie,zincon-modifiedactivatedcarbonforsolid-phaseextractionandpreconcentrationoftraceleadandchromiumfromenvironmentalsamples,j.hazard.mater.166(1)(2009)133-7.

[19]j.trujillo-reyes,j.r.,peralta-videa,j.l.,gardea-torresdey,supportedandunsupportednanomaterialsforwaterandsoilremediation:aretheyausefulsolutionforworldwidepollution？,j.hazard.mater.280(2014)487-503.

[20]a.,benettayeb,e.,guibal,a.,morsli,r,kessas,chemicalmodificationofalginateforenhancedsorptionofcd(ii),cu(ii)andpb(ii),chem.eng.j.316(2017)704-714.

[21]h.c.,tao,h.r.,zhang,j.b.,li,w.y.,ding,biomassbasedactivatedcarbonobtainedfromsludgeandsugarcanebagasseforremovingleadionfromwastewater,bioresour.technol.192(2015)611-617.

[22]l.,hadjittofi,m.,prodromou,i.,pashalidis,activatedbiocharderivedfromcactusfibres--preparation,characterizationandapplicationoncu(ii)removalfromaqueoussolutions,bioresour.technol.159(2014)460-464.acceptedmanuscript30

[23]r.w.,coughlin,f.s.,ezra,roleofsurfaceacidityintheadsorptionoforganicpollutantsonthesurfaceofcarbon,environ.sci.technol.2(1968)291-297.

[24]knopp,g.,etal.,2016.eliminationofmicropollutantsandtransformationproductsfromawastewatertreatmentplanteffluentthroughpilotscaleozonationfollowedbyvariousactivatedcarbonandbiologicalfilters.waterres.100,580-592.

[25]v.,abromaitis,v.,racys,p.v.d.,marel,g.,ni,m.,dopson,a.l.,wolthuizen,r.j.w.,meulepas,effectofshearstressandcarbonsurfaceroughnessonbioregenerationandperformanceofsuspendedversusattachedbiomassinmetoprolol-loadedbiologicalactivatedcarbonsystems,chem.eng.j.317(1)(2017),503-511.

[26]k.,yapsakli,f.,effectoftypeofgranularactivatedcarbonondocbiodegradationinbiologicalactivatedcarbonfilters,processbiochem.45(2010)355-362.

[27]ao,f.,cometabolicbioregenerationofactivatedcarbonsloadedwith2-chlorophenol,bioresour.technol.100(20)(2009)4604-4610.

[28]s.l.,ng,c.e.,seng,p.e.,lim,bioregenerationofactivatedcarbonandactivatedricehuskloadedwithphenoliccompounds:kineticmodeling,chemosphere78(2010)510-516.

[29]wd.,oh,p.e.,lim,c.e.,seng,a.n.,sujari,bioregenerationofgranularactivatedcarboninsimultaneousadsorptionandbiodegradationofchlorophenols,bioresour.technol.102(20)(2011)9497-9502.