摘要：煤化工行业生产过程中产生的高盐废水因重金属难以有效去除，严重制约后续废水资源化利用。采用活性炭吸附法对高COD（化学需氧量）焦化废水中的重金属离子进行深度处理，系统探讨三种不同规格活性炭及其级配组合对铁离子（Fe3+）和锰离子（Mn2+）的吸附性能。实验结果表明，活性炭对铁离子的吸附速率更高，焦化废水COD有机物具有协同增强作用。活性炭的吸附能力与其物理特性密切相关，小粒径活性炭吸附速率快，但易饱和，高比表面积活性炭吸附容量最大。通过优化级配比例，动态吸附柱在120 min内可将出水中的ρ（Fe3+）、ρ（Mn2+）均降至0.05 mg/L以下，Fe3+和Mn2+的去除率分别为74.0％和98.5％，满足后续反渗透工艺的进水要求。研究结果为高COD焦化废水的重金属深度处理提供了技术参考。

　　关键词：重金属；活性炭；COD；焦化废水

　　0引言

　　焦化废水是煤焦化过程中产生的典型高浓度有机废水，其成分复杂，含有酚类、多环芳烃和氰化物等高毒性有机物以及铁、锰和锌等重金属离子[1]。煤化工焦化废水经过一系列常规处理工艺后，金属离子浓度升高，极易对反渗透膜造成不可逆的损害，导致膜的使用寿命缩短、处理效率降低[2]。重金属毒性高，不可降解，严重威胁人类的身体健康和生态系统的和谐[3]。

　　焦化废水的盐度高、COD值高，处理难度大，高浓度的无机盐和有机物会抑制微生物的活性，传统生物法适用性受限。化学沉淀法污泥产量大、含水率高且脱水困难。相比之下，吸附法具有工艺简便、易于实现、设备成本低以及操作便捷等优势，在废水处理领域得到了广泛应用[4]。活性炭作为多孔碳材料，比表面积高、孔隙结构丰富，是一种性能优良的吸附剂，对多种重金属离子具有吸附能力，被广泛应用于水处理领域。由于煤化工焦化废水中含有大量有机物，易堵塞活性炭孔隙，导致吸附性能下降，如何优化活性炭特性以适配复杂废水体系是业内研究的关键问题[5]。基于此，以某焦化厂焦化废水为研究对象，系统探究不同活性炭（粒度、比表面积和表面化学性质）对Fe3+和Mn2+的吸附动力学性能及级配优化策略，阐明COD有机物对吸附过程的协同作用机制，为工业应用提供理论支持。

　　1实验部分

　　1.1实验材料与方法

　　实验用化学试剂均为分析纯，主要为盐酸、氢氧化钠、硝酸锰和硝酸铁等。实验用水取自某焦化厂，其废水主要指标如下：pH值为8.3，呈弱碱性。COD值高达3 260 mg/L，表明废水中含有大量的有机物。硬度为3 458 mg/L。ρ（Fe3+）、ρ（Mn2+）分别为0.106 mg/L、0.68 mg/L，含量相对较低。实际废水处理期间，重金属离子会不断浓缩富集。后续实验将对铁、锰离子浓度进行调整。

　　实验采用三种煤质活性炭（活性炭A、活性炭B和活性炭C），其物理特性如表1所示。活性炭A粒径较大，比表面积小。活性炭B粒径小，比表面积达915.8 m2/g，孔隙结构发达。活性炭C粒径为0.25~0.60 mm，吸附速率最快，但比表面积较低。

　　实验仪器包括：电子天平（用于精确称量实验材料）、分光光度计（用于测定滤液中金属离子的浓度）、恒温振动器（为实验提供稳定的振荡环境）、六联磁力搅拌器（使活性炭与废水充分混合反应）、0.45μm滤膜（用于过滤分离反应后的固液混合物）、pH计（用于测量和调节废水的pH值）、锥形瓶（作为反应容器）和量筒（用于量取液体体积）。

　　1.2实验方法

　　量取一定体积的待处理废水转移至密闭锥形瓶内，采用1 mol/L的盐酸与氢氧化钠溶液进行酸碱度调节，使pH值达到预设值。

　　取适量的废水水样置于具塞锥形瓶中，利用浓度为1 mol/L的HCl、NaOH溶液将水样的pH值调节至所需范围。将反应容器固定于多孔位磁力搅拌装置后，加入经过预处理（水洗烘干）的活性炭，开启搅拌使活性炭与废水充分接触反应。固液两相动态接触一段时间后，通过微孔滤膜（孔径为0.45μm）将固液分离，所得澄清滤液供后续金属元素定量检测。

　　基于分光光度法检测金属元素含量，并计算式（1）实验水样金属离子去除率η:

　　η=(ρ0-ρe）/C0×100%.（1）

　　式中：ρ0、ρe分别为金属离子的初始质量浓度以及平衡浓度。对实验水样进行消解处理，选用紫外分光光度计测定吸光度，并计算出对应的COD值。

　　2结果与讨论

　　实验所用样品中的ρ（Fe3+）、ρ（Mn2+）较低。实际应用中，煤化工焦化废水经多种工艺处理，重金属离子不断浓缩富集，难以满足处理后期膜反渗透进水对ρ（Fe3+）、ρ（Mn2+）均不高于0.5 mg/L的需要。因此，将废水样品中的ρ（Fe3+）、ρ（Mn2+）分别调整至0.2、1.0 mg/L后，再进行后续实验分析。

　　2.1活性炭吸附剂的表征

　　活性炭的吸附性能主要取决于孔隙结构、比表面积以及表面官能团等特性。为了深入了解实验所选用的3种不同规格煤质活性炭的性能，对其进行了多方面的表征分析。

　　通过扫描电子显微镜（SEM）对活性炭的表观形貌进行观察。结果显示，活性炭A呈现出不规则的片状结构，片层相互堆叠，该结构导致其孔隙和比表面积相对较小，吸附位点有限，不利于吸附过程的进行。因此，吸附效果较差。活性炭B为颗粒状，颗粒堆积形成片状，其孔隙较为丰富，为吸附提供了更多的位点，有助于吸附的发生。活性炭C同样呈颗粒状，且颗粒均匀，团聚成球状，堆积紧密，具有较大的比表面积，为吸附重金属离子创造了良好的条件。

　　3种活性炭在77 K时对N2的吸附和脱附等温线结果显示，三者均属于Ⅰ型，即活性炭主要由微孔构成，在相对压力较低的情况下，对氮气的吸附量迅速增加并接近饱和状态。与样品A、样品C相比，样品B的吸附等温线更高，该现象与B样品孔隙发育程度、比表面积大等因素密切相关。

　　活性炭的碘值及亚甲蓝值测试结果如表2所示，活性炭B的碘值较高，而活性炭A和C的碘值差异不大。碘值反映了活性炭对小分子物质的吸附能力，这表明3种活性炭对水中的小分子COD有机物及无机物等均有一定的吸附能力。同时，活性炭B的亚甲蓝值略高，亚甲蓝值主要衡量活性炭对较大分子物质的吸附性能，说明活性炭B对水中较大分子的COD污染物具有更好的吸附效果，这与对其孔隙结构的分析结果相吻合。

　　2.2不同活性炭的吸附速率参数的影响

　　吸附剂的孔结构、表面性质以及用量等自身特性均会对吸附速率造成影响，而吸附速率的快慢直接决定着吸附平衡时间的长短。因此，论证吸附最佳平衡时间对于整个实验的准确性和有效性有着关键作用[6]。重复上述实验步骤，在吸附过程中，分别于10、30、60、90、120、150、180 min取出水样，通过微孔滤膜（孔径为0.45μm）实施固液分离，所得澄清滤液供后续金属元素定量检测。

　　实验发现，3种不同类型的活性炭材料在去除铁离子与锰离子方面均展现出优异的性能。分析认为，微观结构方面活性炭具有发达的孔隙系统，可形成数量众多的吸附活性位点，依托强大的物理吸附力与静电吸引力，能够有效捕捉并固定金属离子。活性炭表面富含羧基等多种含氧官能团（-COOH、-OH等），提升了材料的亲水特性，使其能够与重金属离子发生络合反应，并通过离子交换机制实现高效吸附。这种亲水性也降低了溶液中金属离子向活性炭表面迁移的阻力，从而提升了对铁、锰离子的去除效率。除此以外，焦化废水中的芳香族有机物可通过π-π相互作用与活性炭表面结合，形成“预吸附层”，增强重金属络合物的稳定性，从而提高整体去除率，并达到对废水中多种污染物的协同去除效果。

　　3种活性炭样品在处理重金属时，其吸附效能呈现出明显分化。粒径较大的活性炭A在去除重金属离子方面表现欠佳。活性炭C在吸附效率方面优势显示，但与活性炭B样品相比，最终吸附容量较低。分析认为，活性炭A的粒径较大，而实际可参与吸附的比表面积相对较小，致使其表面活性吸附位点数量受限，加之内部孔容不足，难以容纳大量重金属吸附质。废水中高浓度的COS物质会优先占据活性炭大孔隙结构，进一步削弱其对金属离子的吸附能力。活性炭C样品粒径小，重金属离子在其孔隙内扩散迁移路径大幅缩短，从而加快了吸附进程，但受限于较低的孔容与狭窄的孔径，其孔隙极易被废水中的COD物质封堵覆盖，使得可用于吸附重金属离子的有效空间减少。因此，最终吸附量低于活性炭样品B[7]。

　　两种重金属离子的吸附容量均随时间推移呈上升趋势。吸附初始阶段，反应速率较快。随后，逐渐减缓，直至达到吸附平衡，表现为先快、后慢的特征初始阶段。重金属离子迅速附着于活性炭外表面，吸附反应剧烈。随着时间的推移，吸附质由大孔结构逐步向过渡孔、微孔深入扩散，受限于内孔缓慢的传质速率，吸附量增速逐渐变缓，直至吸附饱和。铁离子的吸附速度明显快于锰离子，二者分别在90 min和120 min达到最佳吸附效果，如图2所示。鉴于不同粒度与孔径的活性炭对锰离子吸附效率存在显著差异，可通过科学调配不同特性的活性炭，构建级配体系，进而提升重金属离子的整体脱除效能。

　　2.3不同活性炭配比参数的影响

　　探究不同活性炭配比对吸附效果的影响，实验结果如图3所示。对级配比例进行筛选发现，当w（活性炭A）∶w（活性炭B）∶w（活性炭C）=1∶3∶2时，活性炭B的高吸附容量与活性炭C的快速传质特性协同作用，Mn2+和Fe3+的去除率分别为51.6％和99.0％。对不同粒度和孔径的活性炭进行配比，使它们在吸附

　　过程中相互补充，发挥各自的优势，有效吸附不同尺度的吸附质。尽管级配后的最佳效果仅接近单一活性炭的最佳效果，但各种配比的效果均明显优于效果最差的单一活性炭A，充分证明不同粒度和孔径的活性炭之间存在协同机制。

　　2.4活性炭吸附柱的去除效果

　　将活性炭A、活性炭B和活性炭C按1∶3∶2的质量配比进行混合，填充吸附柱（内径为18 mm，填充高度为72 mm），填充量为12.8 g，以16 mL/min流速连续运行，监测出水重金属浓度变化，实验结果如图4所示。级配的活性炭对废水中的重金属离子具有一定的吸附去除能力，初期表现出较好的效果。当吸附过程持续至120 min时，出水水质达到设计要求。此时，ρ（Mn2+）、ρ（Fe3+）基本维持在0.05 mg/L以下，去除率分别为98.5％、74.0％。此后，吸附时间继续增加，去除率快速下降。分析认为，吸附床层快速失效，活性炭的吸附效能显著衰退。经优化级配的活性炭材料在重金属废水处理的前期阶段，能够实现高效稳定的污染物去除效果[8-9]。

　　3结语

　　本研究探讨不同活性炭对焦化废水中重金属离子的吸附去除效果。活性炭规格、微观结构和物化特性不同，其吸附性能差异显著。粒径小，吸附迅速且饱和快，比表面积大，吸附能力强。活性炭吸附焦化废水中铁离子的速率较锰离子更快，COD有机物可促进重金属离子吸附去除，将不同粒度与孔径的活性炭进行级配，能提升综合去除效果。吸附柱动态连续处理焦化废水时，级配的活性炭在初期可高效吸附重金属离子。

　　本研究为高COD焦化废水中重金属离子的去除提供了有效实验依据，对推动煤化工废水的资源化回用具有重要的理论和实践意义。后续研究可以进一步探索活性炭的改性方法，以提高其对高COD焦化废水中重金属离子的吸附性能。同时，优化吸附工艺条件，提升废水处理的效率和效益。

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