環(huán)境專業(yè)外文翻譯--使用褐煤（一種低成本吸附劑）從酸性礦物廢水中去除和回收金屬離子

1、<p>　　本科畢業(yè)設計(論文)</p><p>　　外文翻譯（附外文原文）</p><p>　　系 ( 院 )： 資源與環(huán)境工程系 </p><p>　　課題名稱： 英文翻譯 </p><p>　　專業(yè)(方向)： 環(huán)境工程 </p><p>　　班

2、 級： </p><p>　　學 生： </p><p>　　指導教師： </p><p>　　日 期： </p><p>　　使用褐煤（一種低成本吸附劑）從酸性礦物廢

3、水中去除和回收金屬離子</p><p>　　a. 美國, 大學公園, PA 16802, 賓夕法尼亞州立大學, 能源部和Geo 環(huán)境工程學.</p><p>　　b. 印度第80號郵箱, Mahatma Gandhi ?Marg, Lucknow 226001, 工業(yè)毒素學研究中心, 環(huán)境化學分部, </p><p>　　于2006 年5月6 日網(wǎng)上獲得，2006

4、年4月24 日接受，2006 年3月19 日;</p><p>　　校正，2006 年2月15 日接收。</p><p><b>　　摘要</b></p><p>　　酸性礦物廢水(AMD), 是一個長期的重大環(huán)境問題，起因于鋼硫鐵礦的微生物在水和空氣氧化作用, 買得起包含毒性金屬離子的一種酸性解答。這項研究的主要宗旨是通過使用褐煤（一種低成本

5、吸附劑）從酸性礦水(AMD)中去除和回收金屬離子。褐煤已被用于酸性礦水排水AMD 的處理。經(jīng)研究其能吸附亞鐵, 鐵, 錳、鋅和鈣在multi-component 含水系統(tǒng)中。研究通過在不同的酸堿度里進行以找出最適宜的酸堿度。模擬工業(yè)條件進行酸性礦物廢水處理, 所有研究被進行通過單一的并且設定多專欄流動模式?？盏拇步佑|時間(EBCT) 模型被使用為了使吸附劑用量減到最小。金屬離子的回收并且吸附劑的再生成功地達到了使用0.1 M 硝酸不用分

6、解塔器。</p><p>　　關鍵詞: 吸附; 重金屬; 吸附; 褐煤; 酸性礦物廢水處理; 固體廢料再利用; 亞鐵; 鐵; 錳。</p><p><b>　　文章概述</b></p><p><b>　　1. 介紹</b></p><p><b>　　2. 材料和方法</b>

7、</p><p>　　2.1. 化學制品、材料和設備</p><p><b>　　3. 吸附步驟</b></p><p>　　3.1. 酸堿度最佳化</p><p>　　3.2. 固定床研究</p><p><b>　　3.2.1 單一欄</b></p><

8、;p><b>　　3.2.2 多欄</b></p><p><b>　　4. 結(jié)果和討論</b></p><p>　　4.1. ZPC 和滲析特征</p><p>　　4.2 酸堿度的影響</p><p>　　4.3. Multi-component 固定吸附床</p><

9、p>　　4.3.1 褐煤使用率</p><p><b>　　4.4. 吸附機制</b></p><p>　　4.5. 解吸附作用研究</p><p><b>　　5. 結(jié)論</b></p><p><b>　　1. 介紹</b></p><p>　

10、　酸性礦物廢水(AMD) 是一個嚴重的環(huán)境問題起因于硫化物礦物風化, 譬如硫鐵礦(FeS2) 和它的同素異形體礦物 (α-FeS) 。它表征為一種低酸堿度和高濃度硫化物和金屬 [ 1 ] 和[ 2 ] 。AMD 通常包含高濃度的金屬譬如鋼、錳、鋅和少量鎘、鉛、銅, 和鎳。硫化物的氧化作用而溶化釋放的亞鐵鋼和酸度進入河水隨后釋放其它金屬離子。AMD 典型地包含高濃度和溶解性離子可能存在高濃度(Fe2+) 或以被氧化的形式(Fe3+) 。酸

11、度在AMD 包括氫離子酸度和礦物酸度(鋼、鋁、錳, 和其它金屬離子依賴特別的地質(zhì)環(huán)境和金屬硫化物) 。在美國有20,000-50,000 個被摒棄的礦。許多這些礦產(chǎn)品導致酸性礦物廢水(AMD) 。這AMD 包含各種各樣的重金屬, 有害地影響23,000 公里小河在美國[ 3 ] 并且[ 4 ] 。</p><p>　　賓夕法尼亞州單獨有25% 所有被摒棄的礦站點由引起酸性廢水表層開采的辦公室列出。超過3000 英

12、里的河在賓夕法尼亞州單獨被酸性礦物廢水污染在這個國家。如果留下未經(jīng)處理, 酸性礦物廢水可能污染地表和地面水, 損壞生態(tài)環(huán)境，野生生物，和魚類[ 5 ] 。當酸性礦物廢水與水面混合有潛在的為總污染。茶黃(氧化鐵) 沉淀物可能覆蓋水資源和殺害水生植物群。生物活動損失能摧殘食物鏈和最后導致魚被殺害和禮節(jié)[ 6 ] 。</p><p>　　鋼存在在鐵(Fe3+) 或亞鐵(Fe2+) 形式, 取決于酸堿度, 和被溶化的氧濃

13、度。在中立酸堿度和在氧氣共同存在, 可溶解Fe2+ 被氧化的Fe3+, 水解對鐵氫氧化是不能溶解在水中。在大多表面水中, Fe3+ 占優(yōu)勢。亞鐵(Fe2+) 另一方面是可溶解和受厭氧支配。錳存在在7+, 6+, 5+, 4+, 3+, 2+, 0 氧化狀態(tài)下。最共同的氧化作用狀態(tài)在水溶液是Mn(II) 。既使當MnO2 (pyrolucite) 是錳在自然里的最重要的形式, 它是可溶解在非常低酸堿度作為Mn(II):</p>

14、<p>　　MnO2 + 2HCl = Mn2+ + Cl2 + H2O (1)</p><p>　　或堿性情況, 給等分子的總量(dismutation) Mn(III) 和M(V) 。錳的工業(yè)來源是鋼合金, 干電池, 玻璃和陶瓷, 油漆、墨水、染料和肥料[ 7 ] 。它同時發(fā)生在金屬礦, 礦物

15、廢水，特別是在煤田。對錳的主要關注于飲用水里它厭惡的口味和它的污染容量。飲用水指南由美國供水系統(tǒng)協(xié)會推薦(AWWA) 是0.05 mg/l 。最有效的可利用的技術(棒) 放電極為酸性礦物廢水(mg/l) 被提供在表1 [ 8 ] 。</p><p><b>　　表1 。</b></p><p>　　最有效的可利用的技術(棒) 放電極為酸性礦物廢水(mg/l) [ 8

16、]</p><p>　　許多方法被使用做處理酸性礦物廢水包括沉淀[ 4 ], [ 9 ] 并且[ 10 ], 電化學處理[ 11 ], 氧化作用和水解[ 12 ], [ 13 ], [ 14 ] 和[ 15 ], 中和[ 16 ] 和[ 17 ], 離子交換和溶劑提取[ 18 ], [ 19 ] 和[ 20 ], 離子交換和沉淀[ 21 ] 和[ 22 ], 滴定法[ 23 ], 生物吸附 [ 24 ], [ 2

17、5 ], [ 26 ] 和[ 27 ], 吸附[ 1 ], [ 28 ], [ 29 ], [ 30 ], [ 31 ], [ 32 ], [ 33 ], [ 34 ], [ 35 ], [ 36 ] 和[ 37 ], 反滲透作用[ 38 ] 。其它用于處理酸性礦物廢水的方法也被回顧[ 6 ], [ 39 ] 和[ 40 ] 。吸附作用應經(jīng)演變作為去除金屬離子的方法。由于活性炭用于水處理的費用較高, 尋求一種代替品正在進行中。這樣的吸附

18、劑應該是有效的, 經(jīng)濟上可行的, 也較容易再生。已經(jīng)有研究者在尋求更廉價的材料為去除Fe(II) 、Fe(III) 、Mn(II) 從水中譬如泡沸石[ 41 ] 和[ </p><p>　　對褐煤的用途在廢水處理近幾年來受到了增長的注意[ 49 ], [ 50 ] 和[ 51 ] 。除此之外，低廉褐煤擁有它有效的媒介為去除含水金屬的幾個特征。褐煤擁有高氧含量, 固定的羥基和氫氧根基團。這些基團是離子交換的活躍中心

19、。這些褐煤材料可能被使用作為供選擇的正離子交換器[ 52 ], [ 53 ] 和[ 54 ] 。羥基和氫氧根基團能在離子交換反應參與以以下方式(Eqs. (2), (3) 和(4))</p><p>　　nL–COOH + Mn+ = nL–COOM + nH+ (2)</p><p>　　nL–COOH&#

20、160;+ Mn+ = (n ? 1)L–COOM(OH) (3)</p><p>　　形成hydroxilated 種類也可能被考慮</p><p>　　Mn+ + H2O = M(OH)n + nH+ (3)</p&

21、gt;<p>　　這些反應導致了在吸附以后酸化的解答。離解常數(shù)(pKa) 羥基基團一般是在4 和6 之間。因而提高[ H+ ] 的解答歸結(jié)于Eq .(1) 。對這材料的用途在去除金屬離子酸性礦物廢水正被調(diào)查并且結(jié)果被提出在這篇文章里。本研究的目標是為了使那些不受酸性礦物廢水[ Fe(II) 和Fe(III) ], 錳, 鈣和鋁污染。</p><p><b>　　2. 材料和方法</b

22、></p><p>　　2.1. 化學藥品、材料和設備</p><p>　　材料和設備褐煤樣品被使用在這項研究被獲得在德克薩斯州，Martin 湖。在吸附被研究之前樣品搽粉了對負號325 B.S.S 濾網(wǎng)?；瘜W制品是AR 品級。測試試劑的儲蓄解答被做了在被去離子的水中由Millipipore-Q? 。酸堿度被調(diào)整了使用稀釋硫酸和氫氧化鈉。酸堿度測量被執(zhí)行了使用美國酸堿度米模型710,

23、 Orion。金屬含量在樣品是使用引人體結(jié)合的血漿(ICP) 分光光度表(Leeman PS 3000UV, 美國) 。碳、氫和氮氣(CHN) 分析使用LECO CHN 分析儀, 并且XRD 線外形分析使用Rigaku Geigerflex X-射線衍射計。</p><p><b>　　3. 吸附機制</b></p><p>　　3.1. 酸堿度最佳化</p&g

24、t;<p>　　Fe(II) 、Fe(III) 、Mn(II) 和Ca(II) 的去除在另外酸堿度批量處理方式被學習了。最初濃度的100 ppm 為Fe(II) 和Mn(II) 和60 ppm 的Fe(III) 被使用了。一25 機器固定的濃度測試被解答以0.15 g褐煤和間歇性鼓動48 h 。接觸時間和條件根據(jù)初步實驗被選擇, 顯示出, 平衡被建立在48 h之后 。在這個期間被過濾了使用第42 號紙板和使用ICP分析。金

25、屬含量被保留在吸附劑階段(qe, mg/g) 由計算公式得Eq .(5)</p><p><b>　　(5)</b></p><p>　　C0 和Ce 是金屬離子的最初和最后的(平衡) 在溶液中(m), V 溶液容量(l) 和m大量的褐煤(g)。</p><p>　　3.2. 固定的床研究</p><p>　　確定褐煤吸

26、附容量的條件, 專欄實驗下被進行了以流動的方式。單一或者多專欄塔器被使用辨認各種各樣的設計參數(shù)。</p><p>　　專欄被設定了基于以下步驟。</p><p>　　3.2.1. 單一專欄</p><p>　　大約10 g (干燥) (20 □40 濾網(wǎng)) 褐煤被做了成為熱的泥漿用于去除水中的細小顆粒。泥漿慢慢地然后被馴化入專欄,玻璃棉被使用了作為專欄支持。固定床專

27、欄流動方式操作。吸附床長度是近似20 cm 和床容量是22ml。使用泵是水力流速保持在2.5 ml/min。流出樣品每15 分鐘采集一次, 測量酸度和酸度使用硫酸(0.2 N)的化學分析方法。專欄用金屬離子解決被裝載了包含F(xiàn)e(II) 、Mn(II) 、Zn(II), 和Ca((II) [的混合物比例= 60:50:50:50 ppm ] 。</p><p>　　3.2.2. 多欄式</p><

28、;p>　　多專欄設定的圖示被提出在圖1 。專欄被連接了在系列的流動方式中。大約150 g (50-g 在各個專欄, 干燥) 褐煤是重量(20 □40 濾網(wǎng)) 并且做成熱的泥漿用于去除水中的細小顆粒。做法被描述為填裝單一專欄的重復測試。金屬溶液被灌輸?shù)降谝粚?。各個專欄的吸附床的長度大約16 cm 并且各個專欄的床容量是80 ml(共計240 ml) 。使用泵是水力流速保持在10 ml/min,主要為導電線速度控制器。流出樣品從第三

29、個專欄每20 或50 分鐘被收集一次, 測量酸度和酸度使用硫酸(0.2 N) 和存放在40 ml試管里分析。</p><p>　　圖1. 褐煤固定床吸附劑 (三張床系統(tǒng)) 的設計被使用做酸性礦物廢水（AMD）處理。</p><p><b>　　4. 結(jié)果和討論</b></p><p>　　褐煤是一種固體燃料用于家庭里歸類為棕色煤。宏觀地, 當潮

30、濕時褐煤是黑褐色或黑色或者當干燥時是淺褐色。它的密度在1.0-1.35 g/cm3范圍內(nèi) 。褐煤通常是無定形和纖維狀或木質(zhì)的紋理。褐煤擁有高表面, 典型地100-200 m2/g [ 55 ] 和[ 56 ] 。</p><p>　　褐煤變成灰燼成有機物之前被確定為無機組分。灰酸化后用放射光譜儀進行消化和分析。對褐煤的化學分析顯示SiO2 =32.1%; Al2.O3 =13.4%; TiO2 =1.30%; C

31、aO =17.2%; MgO =1.81%; MnO =1.81%; Fe2.O3=18.8%; Na2.O =0.28%; K2.O =0.23%; 鋇=0.14%; SrO =0.26%; C =55.56%; H =4.83%; N =1.14%; S =0.84% [ 2 ] 。</p><p>　　X-射線對樣品的衍射分析表明, 褐煤主要由無定形的組織與一些石英組成。</p><p&

32、gt;　　4.1. ZPC 和浸出特征</p><p>　　不同數(shù)量的褐煤(2, 4, 8, 16, 32 mg/l) 增加進廢水有不同的最初酸堿度(2-10)?？瞻讻]有的褐煤并且跑進去了樣品。所有實驗一式兩份獲得。試管間歇性地鼓動48 h 在室溫條件下, 然后在復寫紙記下。最后溶液酸堿度被測量。酸堿度平衡在不同的褐煤數(shù)量的條件下被顯示在下圖2 。平衡酸堿度non-linearly 增加的酸堿度范圍在2-5 。增

33、量顯著在酸性媒介條件即從2.0 到4.0之間 。在更高的最初酸堿度沒有增加在酸堿度[ 2 ]的溶液中。pHPZC 被確定了作為沒有改變在聯(lián)絡以后與樣品水的酸堿度。根據(jù)這項研究, 褐煤pH <pHPZC 被認為是酸堿度為4.0 。平衡酸堿度增加以在相當數(shù)量的增量褐煤在最初的酸堿度pH >pHPZC [ 2 ] 。</p><p>　　圖2. 相當數(shù)量的作用吸附在酸堿度平衡時溶液中沒有

34、金屬離子[ 2 ] 。</p><p>　　由于吸附質(zhì)被廣泛使用, 系統(tǒng)中酸度值變化必須歸結(jié)于褐煤在溶液中的交換互作用</p><p>　　L2Ca + 2H+ = L2H2 + Ca2+ (6)</p><p>　　L2Mg + 2H+ =

35、0;L2H2 + Mg2+ (7)</p><p>　　這些反應可能發(fā)生從左到右在強烈酸性媒介由于氫離子的高濃度。結(jié)果鈣, 鎂、鈉、鋁和鉀離子被釋放入解答(圖3) 。它是顯然的從圖3, 浸出這些金屬與褐煤的數(shù)額直接地是比例(除了Al3+, Fe2+) 當前在水中在變化PH 值[ 2 ] 。變化在Al3+ 的集中上, Fe2+ 更加復雜歸結(jié)于這些離子[ 2 的] 同時浸出

36、和吸附著。</p><p>　　圖3. 褐煤的浸出行為 [ 2 ] 。</p><p>　　4.2. 酸堿度的影響</p><p>　　Fe(II) 和Mn(II)被去除在不同的PH 值被顯示在圖4(a) (c) 。Fe(II) 、Mn(II) 和Fe(III) 的吸著在褐煤增加以在酸堿度的增量。通過吸附研究, 這些酸堿度比酸堿度必須是較少于沉淀的金屬離子。Fe(I

37、I) 的吸附是非常降低在pH<2 它增加從6% 到84% (圖4(a)) pH>4。去除發(fā)生由于沉淀即氫氧根 離子從溶液形成了一些復合體與Fe(II) 。并且在酸范圍pHfin 增加以增長的pHin, 即中和吸附是一個平衡的過程。最宜的最初酸堿度被選擇為Fe(II) 是3.5, 關聯(lián)去除以吸附過程。Mn(II) 的吸附在另外最初酸堿度被顯示在圖4(b) 。與Fe(II) 相似去除是在低pHin<2和它增加以增量在pHi

38、n 和在pHin>8.0 沉淀發(fā)生在[2 ] 。所以最宜酸堿度被選擇為6.0 。并且pHfin 增加在更加酸性的pHin 并且在pHin 4.0 以后, pHfin 變得更或較不恒定。這些離子較少去除在低酸堿度歸因于在這項研究中氫核和金屬離子。Fe(III) 去除在另外最初酸堿度被顯示在圖4(c) 。吸附是與其它二種金屬離子不同。那里在吸附過程</p><p>　　離子交換反應: nLH +

39、60;Mn+ = nLM + nH+ (8)</p><p>　　水解反應：Mn+ + nH2O = Mn(OH)n + nH+ (9)</p><p>　　Fe(II) 在水溶液中的化學作用并不明顯。在水中, 它迅速地氧化Fe(III) (E0 Fe(III)/Fe(II)

40、= 0.771 V) 。Fe(III)被顯示是一個酸性正離子, 和傾向于沉淀作為Fe(OH)3 (pKps = 35) 酸度強烈的減少顯示在圖4(c) 。</p><p>　　圖4. 酸堿度對(a) Fe(II)的吸附作用，(b) Mn(II) (100 mg/l 和褐煤用量6 g/l), 和(c) Fe(III) (50 mg/l 和褐煤用量6 g/l) 在褐煤[ 2 ] 。</p><p&

41、gt;　　4.3. Multi-component 固定吸附床</p><p>　　在酸性礦物廢水除了存在除鋼和錳以外，因此褐煤合適其它金屬離子的吸附作用。multi-component 系統(tǒng)是復雜的由于溶質(zhì)溶質(zhì)競爭和溶質(zhì)表面互吸附作用。Multi-component 互作用發(fā)生在固液平衡階段將涌現(xiàn)顯示唯一金屬離子另外容量的活躍吸附點。multi-component 系統(tǒng)的解釋證明是復雜的, 也許是作用的一個或所

42、有以下參量: 離子半徑、負電性 、酸堿度和活躍站點的可及性在吸附劑。</p><p>　　這項研究測試了這二種類型專欄: (a) 單一專欄測試和(b) 多個專欄測試。專欄測試步驟的具體做法被給出在第二部分。sorbable 雜質(zhì)被去除當液體通過吸附床, 并且吸附發(fā)生在床的部份被定義作為質(zhì)量傳遞吸附區(qū)域或MTZ 。</p><p>　　突破曲線為唯一和三個專欄系統(tǒng)被提出在圖5 和圖6Figs

43、 。5(a) 和6(a), 各自地根據(jù)無維的濃度速率(Ce/C0) 對流出容量。并且變化在酸堿度上以流出容量被提出在圖5 和圖6 。在唯一專欄吸附行為被發(fā)現(xiàn)相當不同的比那三個專欄系統(tǒng)由于在空的床接觸時間上的區(qū)別。在唯一專欄測試, 空的床接觸時間是低于</p><p>　　(9 分鐘), 所有金屬離子的吸附被發(fā)現(xiàn)相對地小于Fe(II) 的最高的吸附在他們之中并且突破迅速發(fā)生。吸附作用順序 Fe(II)>Zn(

44、II)>Mn(II)</p><p>　　圖5. 固定床(a) 突破和(b) 污水酸堿度曲線為multi-component 金屬離子(Fe2+ + Mn2+ + Ca2+ + Zn2+) 唯一專欄吸附條件在25 .C 和酸堿度3.5 。</p><p>　　圖6. 固定床(a) 突破和(b) 污水酸堿度曲線為multi-component 金屬離子(Fe2+ + Mn2+ + Ca

45、2+ + Zn2+) 吸附在25 .C 和酸堿度3.5 在三個專欄系統(tǒng)。</p><p>　　在三專欄測試, 空床接觸時間是24 分鐘(表2) ` 超越',被保留的Fe(II) 高度偏移了早先被吸附的Mn(II) 和Zn(II) 的地方發(fā)生。這種現(xiàn)象共同地被觀察有機化合物的吸附。因而它也許結(jié)束, 褐煤最初吸附Mn(II) 和Zn(II) 可能被放出作為Fe(II) 的液體濃度與褐煤的增量聯(lián)系。在pHfin

46、 上的變化以流出容量被提出在圖5 和圖6 為單一和三個專欄系統(tǒng)。它各自地被注意, 流出物酸堿度減少從7.5 和6.5到4.7 和4.0, 。因而它可能結(jié)束, 更多的吸附將是更高的pHfin 和反之亦然。這些結(jié)果與批結(jié)果是一致的。</p><p><b>　　表2 </b></p><p>　　褐煤專欄表現(xiàn)為金屬離子的多組分吸附</p><p>

47、　　空的床接觸時光或停留時間。</p><p>　　專欄容量確定了總面積對加入流出物和劃分這價值由吸附重量在專欄點。專欄的表現(xiàn)根據(jù)容量、床容量、突破容量等被提出在表2 。高容量在三專欄系統(tǒng)的情況下歸結(jié)于事實空的床接觸時間是高的與單一專欄系統(tǒng)比較。</p><p>　　4.3.1. 褐煤使用率</p><p>　　褐煤使用率(LUR) 被定義作為參量相似與碳用法率(C

48、UR)，確定褐煤會被用盡的率并且多頻繁褐煤必須被改變或再生。LUR 也許存在以下聯(lián)系:</p><p>　　使用率在lb/gal 或g/l 為兩個系統(tǒng)被提出在表2 。它注意到, 與三個專欄系統(tǒng)比較，單一專欄使用率是非常高的。線概念可能被優(yōu)選使用基本的使設計達到</p><p>　　最低成本。經(jīng)營的線接近一個極小值在兩個軸在圖7 。它可能被注意, 在使用率最初的迅速減退以EBCT 的增量。因

49、而從這數(shù)據(jù)EBCT 被使用為承包商的設計也許采取EBCT 以最低的碳使用率。要求增加EBCT 的好處是使經(jīng)濟評估處理設計得到優(yōu)化(圖7) 。</p><p>　　圖7. EBRT 運行的操作界線。</p><p><b>　　4.4. 吸著機制</b></p><p>　　離子交換最主要的機制是Fe2+ 、Mn2+ 、Fe3+ 和Zn2+ 的吸

50、附在褐煤。它被觀察, 在Fe2+ 、Mn2+ 、Fe3+, 和Zn2+ 的吸附期間, 鈣離子從褐煤主要被發(fā)布了在單一, 二專欄和三部分組成的系統(tǒng)[ 2 ] 。除Ca(II) 以外其它輕的金屬離子譬如Al3+ 、Fe2+ 、K+ 、Mg2+, 和Na+ 從褐煤被發(fā)布了無意義數(shù)額。這離子交換離子的序列和量化被發(fā)布被學習了在Fe2+ 的習慣期間, Mn2+ 在褐煤。結(jié)果顯示了Ca2+ 重大發(fā)行在Fe2+ 期間。它很好被提供在溶液里, 純凈的離

51、子交換發(fā)生以等摩爾濃度即金屬l(s) 區(qū)域的比與褐煤并且發(fā)布應該是相等的。在我們的情況金屬區(qū)域的價值(Fe2+ + 1/2H+) 對褐煤表面和發(fā)布(Ca2+ + Mg2+ + 1/2Na+) 是相等的到1 以低濃度表明離子交換機制[ 2 ] 。但在更高的濃度金屬區(qū)域?qū)置罕砻婧桶l(fā)布是大于一個即相當數(shù)量鈣被發(fā)布是較少比相當數(shù)量金屬區(qū)域表明除離子交換以外其它可能性譬如沉淀, 物理吸附無法排除。</p><p>　　解

52、吸附作用測試以數(shù)量被吸附的Fe(II) 和Mn(II) 被放出的離子的水溶液。這更加進一步證實, Fe(II) 、Mn(II) 和Fe(III) 在褐煤的吸附是主要化工的在自然里。實際上，一些Fe/Mn的吸附由其它過程依照以上也許能提高褐煤對整體吸附容量的貢獻。</p><p>　　4.5. 解吸附作用研究</p><p>　　當吸附用盡或當流出物從吸附床到達最大容量放電水平, 吸附劑材料

53、的補救以及吸附劑的再生變得相當必要。燃盡的吸附劑專欄的再生是相當一個重要過程，在廢水處理并且碳專欄, 總之, 服從熱量再生。在這處理10-20% 吸附中由損耗通常丟失在各個周期期間并且被吸附物的補救并且不是可能的。金屬離子的解吸附作用在三個專欄系統(tǒng)相同流速的情況下, 長度,嘗試了與0.1 N 硝酸反應并且結(jié)果被提出在圖8(a) (c) 。它注意到, 金屬離子的回收幾乎是100% 。</p><p>　　圖8. (

54、a) Fe2+ 回收, (b) Mn2+, 和(c) Ca2+ 從褐煤被裝載的專欄使用0.1 N 硝酸在25 .C 。</p><p><b>　　5. 結(jié)論</b></p><p>　　研究顯示, 褐煤可能被使用作為金屬離子吸附劑為處理被Fe(II) 、Fe(III) 和Mn(II) 污染的廢水在單一和多組分系統(tǒng)。通過研究不同的酸堿度條件下發(fā)現(xiàn)最宜的酸堿度。模仿工業(yè)

55、條件處理酸性礦物廢水, 所有研究使用單一和多專欄設置的流動方式下進行。空床的接觸時間(EBCT) 模型是為使吸附劑用來減到最小。金屬離子的解吸附作用在三個專欄系統(tǒng)的流速下, 專欄的長度的相同情況達到了與0.1 N 硝酸。它注意到, 金屬離子的回收幾乎是100% 。解吸附作用回收將進一步減少處理系統(tǒng)的費用。褐煤的用途作為一個增值吸附劑對它的燃料價值應該現(xiàn)在被考慮。很多低成本吸附劑越來越多的應用到水處理當中。褐煤是廉價的, 多數(shù)是無毒和可利

56、用的。褐煤的費用是近似地$25/metric 噸 (http://hypertextbook.com/facts/2005/CarolineGeorges.shtml) 比商業(yè)上可利用的可再生的碳費用$40/lb 的便宜，(可再生的碳6-14 濾網(wǎng)便宜1LB; Fisher 品牌$40.33) (https://www1.fishersci.com) 。另外, 褐煤的吸附容量</p><p><b>　

57、　翻譯原文</b></p><p>　　Removal and recovery of metal ions from acid mine drainage using lignite—A low cost sorbent </p><p>　　aDepartment of Energy and Geo-Environmental Engineering, The Pennsy

58、lvania State University, University Park, PA 16802, USAbEnvironmental Chemistry Division, Industrial Toxicology Research Centre, Post Box No. 80, Mahatma Gandhi Marg, Lucknow 226001, India Received 15 February 2006;

59、60; revised 19 March 2006;  accepted 24 April 2006.  Available online 6 May 2006.</p><p><b>　　Abstract</b></p><p>　　Acid mine drainage (AMD), has long been a significant en

60、vironmental problem resulting from the microbial oxidation of iron pyrite in presence of water and air, affording an acidic solution that contains toxic metal ions. The main objective of this study was to remove and reco

61、ver metal ions from acid mine drainage (AMD) by using lignite, a low cost sorbent. Lignite has been characterized and used for the AMD treatment. Sorption of ferrous, ferric, manganese, zinc and calcium in multi-componen

62、t aq</p><p>　　Article Outline</p><p>　　1. Introduction </p><p>　　2. Materials and methods </p><p>　　2.1. Chemicals, materials and equipment</p><p>　　3. Sor

63、ption procedure </p><p>　　3.1. pH optimization </p><p>　　3.2. Fixed bed studies </p><p>　　3.2.1. Single column </p><p>　　3.2.2. Multi-columns</p><p>　　4. R

64、esults and discussions </p><p>　　4.1. ZPC and leaching characteristics </p><p>　　4.2. Effect of pH </p><p>　　4.3. Multi-component fixed bed sorption </p><p>　　4.3.1. Li

65、gnite usage rate</p><p>　　4.4. Sorption mechanism </p><p>　　4.5. Desorption studies</p><p>　　5. Conclusions </p><p>　　1. Introduction</p><p>　　Acid mine dr

66、ainage (AMD) is a serious environmental problem resulting from the weathering of sulfide minerals, such as pyrite (FeS2) and its polymorph marcasite (α-FeS). It is characterized by a low pH-value and high levels of sulfa

67、te and metals [1] and [2]. AMD usually contains high concentration of metals such as iron, manganese, zinc and smaller amount of cadmium, lead, copper, and nickel. The oxidation of sulfide releases dissolved ferrous iron

68、 and acidity into water which subsequently relea</p><p>　　Iron exists in the ferric (Fe3+) or ferrous (Fe2+) form, depending upon the pH, and dissolved oxygen concentration. At neutral pH and in presence of

69、oxygen, soluble Fe2+ is oxidized to Fe3+, which readily hydrolyzes to ferric hydroxide that is insoluble in water. In most of the surface waters, Fe3+ predominates. Ferrous (Fe2+) on the other hand is soluble and dominat

70、es under anaerobic conditions.Manganese exists in 7+, 6+, 5+, 4+, 3+, 2+, 0 oxidation states. The most common oxidation state in aq</p><p>　　Or very alkaline conditions, to give a equimolecular amounts (dism

71、utation) of Mn(III) and M(V). The industrial sources of manganese are steel alloy, dry cell battery, glass and ceramic, paint, ink, dye and fertilizers [7]. It also occurs in metal mines, mine drainage, especially in coa

72、l fields. The primary concerns about manganese in drinking water are its objectionable taste and its capacity to stain. The drinking water guideline recommended by American Water Works Association (AWWA) is 0.05 mg&

73、lt;/p><p><b>　　Table 1. </b></p><p>　　Best available technology (BAT) discharge limits for acid mine wastewater (mg/l) [8] </p><p>　　A number of methods have been used for

74、acid mine drainage treatment including precipitation [4], [9] and [10], electrochemical remediation [11], oxidation and hydrolysis [12], [13], [14] and [15], neutralization [16] and [17], ion exchange and solvent extract

75、ion [18], [19] and [20], ion exchange and precipitation [21] and [22], titration [23], biosorption [24], [25], [26] and [27], adsorption [1], [28], [29], [30], [31], [32], [33], [34], [35], [36] and [37], reverse osmosis

76、 [38]. Other methods </p><p>　　Several investigators have studied less expensive materials for the removal of Fe(II), Fe(III), Mn(II) from water such as zeolites [41] and [42], activated sludge [43], colloph

77、ane [44], hydrous manganese dioxide [45], and zero valent iron [46]. Other efforts made in this direction are described in various review articles [47] and [48]. </p><p>　　The use of lignite in wastewater tr

78、eatment has received increasing attention over the last several years [49], [50] and [51]. Besides being plentiful, inexpensive lignite possesses several characteristics that make it effective media for the removal of aq

79、ueous metals from wastewater. Lignites possess a high oxygen content, which is fixed in carboxyl and hydroxyl groups. These groups are infect the active centers of the ion exchange. So the lignite materials can be used a

80、s alternative cation exch</p><p>　　Formation of hydroxilated species may be also considered</p><p>　　These reactions lead to the acidification of the solution after adsorption. The dissociation

81、constant (pKa) of carboxylic groups are generally in between 4 and 6. Thus the increase of [H+] in solution is due to Eq. (1). Use of this material in removing the metal ions from acid mine wastewater has been investigat

82、ed and the results are presented in this article. Present studies were aimed for those acid mine drainages which are contaminated by iron [Fe(II) and Fe(III)], manganese, calcium and not </p><p>　　2. Materia

83、ls and methods</p><p>　　2.1. Chemicals, materials and equipment</p><p>　　The lignite sample used in this study was obtained from Martin Lake, Texas. Prior to adsorption studies the samples were

84、powdered to minus 325 B.S.S mesh. The chemicals were AR-grade. Stock solutions of the test reagents were made in de-ionized water from Millipipore-Q?. The pH was adjusted using dilute sulfuric acid and sodium hydroxide.

85、The pH measurements were carried out using pH meter-model 710, Orion, USA. The metal concentrations in the samples were determined using Inductive Coupled Plas</p><p>　　3. Sorption procedure</p><p

86、>　　3.1. pH optimization</p><p>　　The removal of Fe(II), Fe(III), Mn(II) and Ca(II) at different pH was studied in batch mode. Initial concentration of 100 ppm for Fe(II) and Mn(II) and 60 ppm fo

87、r Fe(III) was used. A 25-ml of test solution of fixed concentrations was treated with 0.15 g of lignite and agitated intermittently for 48 h. The contact time and conditions were selected on the basis of prelim

88、inary experiments, which demonstrated that equilibrium was established in 48 h. After this period the solution was filtered using</p><p>　　where C0 and Ce are the initial and final (equilibrium) concent

89、rations of the metal ion in solution (M), V the solution volume (l) and m is the mass of lignite (g). </p><p>　　3.2. Fixed bed studies</p><p>　　To determine the adsorption capacity of lignite un

90、der flow conditions, column experiments were performed in down flow mode. Both single and multi-columns were used to identify various design parameters. </p><p>　　The columns were setup according to the foll

91、owing procedure. </p><p>　　3.2.1. Single column</p><p>　　Approximately 10 g (dry) of (20 × 40 mesh) lignite was made into slurry with hot de-ionized water and fines were remo

92、ved. The slurry was then fed slowly into the column such that the formation of air voids avoided/minimized. Glass wool was used as the column support. The fixed bed column was operated in the down flow mode. The adsorpti

93、ve bed length was approximately 20-cm and the bed volume was 22-ml. A hydraulic flow rate of 2.5 ml/min was maintained using a peristaltic pump. Effluent samples w</p><p>　　3.2.2. Multi-columns</p>

94、;<p>　　The schematic representation of the setup is presented in Fig. 1. The columns were connected in series in down flow mode. Approximately 150 g (50-g in each column, dry) of lignite was weight (20 &

95、#215; 40 mesh) and made into slurry with hot de-ionized water and fines were removed. The procedure described above for filling single columns was repeated for all the columns used in this test. The metal solution w

96、as fed into the first column. The length of the adsorptive bed of each column was approximatel</p><p>　　Fig. 1. Design of lignite fixed bed adsorbers (three bed system) used for the AMD treatment. </

97、p><p>　　4. Results and discussions</p><p>　　Lignite is a member of the solid fuel family and is often referred to as brown coal. Macroscopically, lignite is dark brown or black in color when moist

98、and light brown when dry. Its density lies in the range 1.0–1.35 g/cm3. Lignites are usually amorphous and fibrous or woody in texture. Lignite possesses high surface area, typically 100–200 m2/g [55] and [56].

99、 </p><p>　　Lignite was ashed to eliminate organic matter prior to determining the inorganic constituents. The ash was then acid digested and analyzed by plasma emission spectroscope. The chemical analysis of

100、 lignite shows the presence of SiO2 32.1%; Al2O3 13.4%; TiO2 1.30%; CaO 17.2%; MgO 1.81%; MnO 1.81%; Fe2O3; 18.8%; Na2O 0.28%; K2O 0.23%; BaO 0.14%; SrO 0.26%; C 55.56%; H 4.83%; N 1.14%; S 0.84% [2]. </p><p&g

101、t;　　X-ray diffraction analysis of the sample indicated that the lignite is composed primarily of the amorphous phase with some quartz. </p><p>　　4.1. ZPC and leaching characteristics</p><p>　　Di

102、fferent amounts of lignite (2, 4, 8, 16, 32 mg/l) were added into de-ionized water having different initial pH (2–10) values. Blanks with no lignite were also run with the samples. All the experiments were performed

103、 in duplicate. The test tubes were agitated intermittently for 48 h at room temperature, and then left for settling of carbons. The final pH of the solution was measured. The variation in equilibrium pH at different

104、 lignite amounts is shown in Fig. 2. The equilibrium pH increases no</p><p>　　Fig. 2. Effect of amount of adsorbent on the equilibrium pH of the de-ionized waters having no metal ions [2]. </p>&

105、lt;p>　　In view of the nature of the adsorbent used, the pH change in the system must be due to the exchange interaction of lignite in the solution</p><p>　　These reactions are likely to occur from left to

106、 right in strongly acidic medium due to the high concentration of hydrogen ions. As result calcium, magnesium, sodium, aluminum and potassium ions are released into the solution (Fig. 3). It is evident from Fig. 3 that t

107、he leaching of these metals is directly proportional (except for Al3+, Fe2+) to the lignite's amount present in the water at varying pH values [2]. The change in concentration of Al3+, Fe2+ was more complex due to si