光资源的英文翻译英语怎么说

本科毕业设计(论文)

外文翻译（附外文原文）

系(院)：资源与环境工程系

课题名称：英文翻译

专业(方向)：环境工程

班级：2004-1班

学生：3040106119

指导教师：刘辉利副教授

日期：2008年4月20

使用褐煤（一种低成本吸附剂）从酸性矿物废水中去除和回收金属离子

a.美国,大学公园,PA16802,宾夕法尼亚州立大学,能源部和Geo环境工程学.

b.印度第80号邮箱,MahatmaGandhi・Marg,Lucknow226001,工业毒素学研究中心,

环境化学分部,

于2006年5月6日网上获得，2006年4月24日接受，2006年3月19日;

校正，2006年2月15日接收。

摘要

酸性矿物废水(AMD),是一个长期的重大环境问题，起因于钢硫铁矿的微生物在水和空

气氧化作用,买得起包含毒性金属离子的一种酸性解答。这项研究的主要宗旨是通过使用褐

煤（一种低成本吸附剂）从酸性矿水(AMD)中去除和回收金属离子。褐煤已被用于酸性矿水

排水AMD的处理。经研究其能吸附亚铁,铁,锰、锌和钙在multi-component含水系统中。

研究通过在不同的酸碱度里进行以找出最适宜的酸碱度。模拟工业条件进行酸性矿物废水处

理,所有研究被进行通过单一的并且设定多专栏流动模式。空的床接触时间(EBCT)模型被

使用为了使吸附剂用量减到最小。金属离子的回收并且吸附剂的再生成功地达到了使用0.1

M硝酸不用分解塔器。

关键词:吸附;重金属;吸附;褐煤;酸性矿物废水处理;固体废料再利用;亚铁;铁;锰。

文章概述

1.介绍

2.材料和方法

2.1.化学制品、材料和设备

3.吸附步骤

3.1.酸碱度最佳化

3.2.固定床研究

3.2.1单一栏

3.2.2多栏

4.结果和讨论

和渗析特征

4.2酸碱度的影响

-component固定吸附床

4.3.1褐煤使用率

4.4.吸附机制

4.5.解吸附作用研究

5.结论

1.介绍

酸性矿物废水(AMD)是一个严重的环境问题起因于硫化物矿物风化,譬如硫铁矿

(FeS2)和它的同素异形体矿物(-FeS)。它表征为一种低酸碱度和高浓度硫化物和金属

[1]和[2]。AMD通常包含高浓度的金属譬如钢、锰、锌和少量镉、铅、铜,和镍。硫化

物的氧化作用而溶化释放的亚铁钢和酸度进入河水随后释放其它金属离子。AMD典型地包

含高浓度和溶解性离子可能存在高浓度(Fe2+)或以被氧化的形式(Fe3+)。酸度在AMD包

括氢离子酸度和矿物酸度(钢、铝、锰,和其它金属离子依赖特别的地质环境和金属硫化物)。

在美国有20,000-50,000个被摒弃的矿。许多这些矿产品导致酸性矿物废水(AMD)。这

AMD包含各种各样的重金属,有害地影响23,000公里小河在美国[3]并且[4]。

宾夕法尼亚州单独有25%所有被摒弃的矿站点由引起酸性废水表层开采的办公室列出。

超过3000英里的河在宾夕法尼亚州单独被酸性矿物废水污染在这个国家。如果留下未经处

理,酸性矿物废水可能污染地表和地面水,损坏生态环境，野生生物，和鱼类[5]。当酸性

矿物废水与水面混合有潜在的为总污染。茶黄(氧化铁)沉淀物可能覆盖水资源和杀害水生

植物群。生物活动损失能摧残食物链和最后导致鱼被杀害和礼节[6]。

钢存在在铁(Fe3+)或亚铁(Fe2+)形式,取决于酸碱度,和被溶化的氧浓度。在中立酸碱

度和在氧气共同存在,可溶解Fe2+被氧化的Fe3+,水解对铁氢氧化是不能溶解在水中。

在大多表面水中,Fe3+占优势。亚铁(Fe2+)另一方面是可溶解和受厌氧支配。锰存在在

7+,6+,5+,4+,3+,2+,0氧化状态下。最共同的氧化作用状态在水溶液是Mn(II)。既使当

MnO2(pyrolucite)是锰在自然里的最重要的形式,它是可溶解在非常低酸碱度作为Mn(II):

MnO

2

+2HCl=Mn2++Cl

2

+H

2

O(1)

或碱性情况,给等分子的总量(dismutation)Mn(III)和M(V)。锰的工业来源是钢合金,干电

池,玻璃和陶瓷,油漆、墨水、染料和肥料[7]。它同时发生在金属矿,矿物废水，特别是

在煤田。对锰的主要关注于饮用水里它厌恶的口味和它的污染容量。饮用水指南由美国供水

系统协会推荐(AWWA)是0.05mg/l。最有效的可利用的技术(棒)放电极为酸性矿物废水

(mg/l)被提供在表1[8]。

表1。

最有效的可利用的技术(棒)放电极为酸性矿物废水(mg/l)[8]

污染物参量放电极限30天平均每日最大值

钢3.57.0

锰2.04.0

废弃固体3570

酸碱度6.0≤pH≤9.0在所有时刻

强碱性强碱性>酸度一直

许多方法被使用做处理酸性矿物废水包括沉淀[4],[9]并且[10],电化学处理[11],氧

化作用和水解[12],[13],[14]和[15],中和[16]和[17],离子交换和溶剂提取[18],

[19]和[20],离子交换和沉淀[21]和[22],滴定法[23],生物吸附[24],[25],[26]

和[27],吸附[1],[28],[29],[30],[31],[32],[33],[34],[35],[36]和[37],反渗

透作用[38]。其它用于处理酸性矿物废水的方法也被回顾[6],[39]和[40]。吸附作用

应经演变作为去除金属离子的方法。由于活性炭用于水处理的费用较高,寻求一种代替品正

在进行中。这样的吸附剂应该是有效的,经济上可行的,也较容易再生。已经有研究者在寻

求更廉价的材料为去除Fe(II)、Fe(III)、Mn(II)从水中譬如泡沸石[41]和[42],被激活

的烂泥[43],胶磷矿[44],含水锰二氧化物[45],和钢[46]。用这种方法制作的其它努

力被描述以各种各样的评论文章[47]和[48]。

对褐煤的用途在废水处理近几年来受到了增长的注意[49],[50]和[51]。除此之外，

低廉褐煤拥有它有效的媒介为去除含水金属的几个特征。褐煤拥有高氧含量,固定的羟基和

氢氧根基团。这些基团是离子交换的活跃中心。这些褐煤材料可能被使用作为供选择的正离

子交换器[52],[53]和[54]。羟基和氢氧根基团能在离子交换反应参与以以下方式(Eqs.

(2),(3)和(4))

nL–COOH+Mn+=nL–COOM+nH+(2)

nL–COOH+Mn+=(n−1)L–COOM(OH)(3)

形成hydroxilated种类也可能被考虑

Mn++H

2

O=M(OH)n+nH+(3)

这些反应导致了在吸附以后酸化的解答。离解常数(pKa)羟基基团一般是在4和6之

间。因而提高[H+]的解答归结于Eq.(1)。对这材料的用途在去除金属离子酸性矿物废水

正被调查并且结果被提出在这篇文章里。本研究的目标是为了使那些不受酸性矿物废水

[Fe(II)和Fe(III)],锰,钙和铝污染。

2.材料和方法

2.1.化学药品、材料和设备

材料和设备褐煤样品被使用在这项研究被获得在德克萨斯州，Martin湖。在吸附被研究之

前样品搽粉了对负号325B.S.S滤网。化学制品是AR品级。测试试剂的储蓄解答被做了

在被去离子的水中由Millipipore-Q?。酸碱度被调整了使用稀释硫酸和氢氧化钠。酸碱度测

量被执行了使用美国酸碱度米模型710,Orion。金属含量在样品是使用引人体结合的血浆

(ICP)分光光度表(LeemanPS3000UV,美国)。碳、氢和氮气(大海的拼音 CHN)分析使用LECOCHN

分析仪,并且XRD线外形分析使用RigakuGeigerflexX-射线衍射计。

3.吸附机制

3.1.酸碱度最佳化

Fe(II)、Fe(III)、Mn(II)和Ca(II)的去除在另外酸碱度批量处理方式被学习了。最初浓

度的100ppm为Fe(II)和Mn(II)和60ppm的Fe(III)被使用了。一25机器固定的浓度

测试被解答以0.15g褐煤和间歇性鼓动48h。接触时间和条件根据初步实验被选择,显示

出,平衡被建立在48h之后。在这个期间被过滤了使用第42号纸板和使用ICP分析。金

属含量被保留在吸附剂阶段(qe,mg/g)由计算公式得Eq.(5)

(5)

C0和Ce是金属离子的最初和最后的(平衡)在溶液中(m),V溶液容量(l)和m大量的褐

煤(g)。

3.2.固定的床研究

确定褐煤吸附容量的条件,专栏实验下被进行了以流动的方式。单一或者多专栏塔器被

使用辨认各种各样的设计参数。

专栏被设定了基于以下步骤。

3.2.1.单一专栏

大约10g(干燥)(20□40滤网)褐煤被做了成为热的泥浆用于去除水中的细小颗粒。泥

浆慢慢地然后被驯化入专栏,玻璃棉被使用了作为专栏支持。固定床专栏流动方式操作。吸

附床长度是近似20cm和床容量是22ml。使用泵是水力流速保持在2.5ml/min。流出样品

每15分钟采集一次,测量酸度和酸度使用硫酸(0.2N)的化学分析方法。专栏用金属离子解

决被装载了包含Fe(II)、Mn(II)、Zn(II),和Ca((II)[的混合物比例=60:50:50:50ppm]。

3.2.2.多栏式

多专栏设定的图示被提出在图1。专栏被连接了在系列的流动方式中。大约150g(50-g

在各个专栏,干燥)褐煤是重量(20□40滤网)并且做成热的泥浆用于去除水中的细小颗

粒。做法被描述为填装单一专栏的重复测试。金属溶液被灌输到第一专栏。各个专栏的吸附

床的长度大约16cm并且各个专栏的床容量是80ml(共计240ml)。使用泵是水力流速保

持在10ml/min,主要为导电线速度控制器。流出样品从第三个专栏每20或50分钟被收集

一次,测量酸度和酸度使用硫酸(0.2N)和存放在40ml试管里分析。

图1.褐煤固定床吸附剂(三张床系统)的设计被使用做酸性矿物废水（AMD）处理。

4.结果和讨论

褐煤是一种固体燃料用于家庭里归类为棕色煤。宏观地,当潮湿时褐煤是黑褐色或黑色

或者当干燥时是浅褐色。它的密度在1.0-1.35g/cm3范围内。褐煤通常是无定形和纤维状

或木质的纹理。褐煤拥有高表面,典型地100-200m2/g[55]和[56]。

褐煤变成灰烬成有机物之前被确定为无机组分。灰酸化后用放射光谱仪进行消化和分析。

对褐煤的化学分析显示SiO

2

=32.1%;Al

2

.O

3

=13.4%;TiO

2

=1.30%;CaO=17.2%;MgO

=1.81%;MnO=1.81%;Fe

2

.O

3

=18.8%;Na

2

.O=0.28%;K

2.

O=0.23%;钡=0.14%;SrO

=0.26%;C=55.56%;H=4.83%;N=1.14%;S=0.84%[2]。

X-射线对样品的衍射分析表明,褐煤主要由无定形的组织与一些石英组成。

和浸出特征

不同数量的褐煤(2,4,8,16,32mg/l)增加进废水有不同的最初酸碱度(2-10)。空白没有

的褐煤并且跑进去了样品。所有实验一式两份获得。试管间歇性地鼓动48h在室温条件下,

然后在复写纸记下。最后溶液酸碱度被测量。酸碱度平衡在不同的褐煤数量的条件下被显示

在下图2。平衡酸碱度non-linearly增加的酸碱度范围在2-5。增量显著在酸性媒介条件

即从2.0到4.0之间。在更高的最初酸碱度没有增加在酸碱度[2]的溶液中。pH

PZC

被确

定了作为没有改变在联络以后与样品水的酸碱度。根据这项研究,褐煤pH

PZC

被认为

是酸碱度为4.0。平衡酸碱度增加以在相当数量的增量褐煤在最初的酸碱度pH>pH

PZC

[2]。

图2.相当数量的作用吸附在酸碱度平衡时溶液中没有金属离子[2]。

由于吸附质被广泛使用,系统中酸度值变化必须归结于褐煤在溶液中的交换互作用

L

2

Ca+2H+=L

2

H

2

+Ca2+(6)

L

2

Mg+2H+=L

2

H

2

+Mg2+(7)

这些反应可能发生从左到右在强烈酸性媒介由于氢离子的高浓度。结果钙,镁、钠、铝和

钾离子被释放入解答(图3)。它是显然的从图3,浸出这些金属与褐煤的数额直接地是比例

(除了Al3+,Fe2+)当前在水中在变化PH值[2]。变化在Al3+的集中上,Fe2+更加复杂

归结于这些离子[2的]同时浸出和吸附着。

图3.褐煤的浸出行为[2]。

4.2.酸碱度的影响

Fe(II)和Mn(II)被去除在不同的PH值被显示在图4(a)(c)。Fe(II)、Mn(II)和Fe(III)的

吸着在褐煤增加以在酸碱度的增量。通过吸附研究,这些酸碱度比酸碱度必须是较少于沉淀

的金属离子。Fe(II)的吸附是非常降低在pH<2它增加从6%到84%(图4(a))pH>4。去

除发生由于沉淀即氢氧根离子从溶液形成了一些复合体与Fe(II)。并且在酸范围pHfin增

加以增长的pHin,即中和吸附是一个平衡的过程。最宜的最初酸碱度被选择为Fe(II)是3.5,

关联去除以吸附过程。Mn(II)的吸附在另外最初酸碱度被显示在图4(b)。与Fe(II)相似去

除是在低pHin<2和它增加以增量在pHin和在pHin>8.0沉淀发生在[2]。所以最宜酸碱

度被选择为6.0。并且pHfin增加在更加酸性的pHin并且在pHin4.0以后,pHfin变得更

或较不恒定。这些离子较少去除在低酸碱度归因于在这项研究中氢核和金属离子。Fe(III)去

除在另外最初酸碱度被显示在图4(c)。吸附是与其它二种金属离子不同。那里在吸附过程

的增量是在酸碱度为2.0,和pHin>3.0发生吸附和沉淀在[2]。平衡酸碱度增加的pHin范

围在2-3。最宜的最初酸碱度被选择为平衡研究是2.7-2.8关联去除的吸附过程。进一步,

在酸碱度的减退作为金属含量功能可能归结于二平衡:

离子交换反应:nLH+Mn+=nLM+nH+(8)

水解反应：Mn++nH

2

O=Mn(OH)

n

+nH+(9)

Fe(II)在水溶液中的化学作用并不明显。在水中,它迅速地氧化Fe(III)(E0Fe(III)/Fe(II)=

0.771V)。Fe(III)被显示是一个酸性正离子,和倾向于沉淀作为Fe(OH)3(pKps=35)酸度

强烈的减少显示在图4(c)。

图4.酸碱度对(a)Fe(II)的吸附作用，(b)Mn(II)(100mg/l和褐煤用量6g/l),和(c)Fe(III)

(50mg/l和褐煤用量6g/l)在褐煤[2]。

-component固定吸附床

在酸性矿物废水除了存在除钢和锰以外，因此褐煤合适其它金属离子的吸附作用。

multi-component系统是复杂的由于溶质溶质竞争和溶质表面互吸附作用。

Multi-component互作用发生在固液平衡阶段将涌现显示唯一金属离子另外容量的活跃吸

附点。multi-component系统的解释证明是复杂的,也许是作用的一个或所有以下参量:离

子半径、负电性、酸碱度和活跃站点的可及性在吸附剂。

这项研究测试了这二种类型专栏:(a)单一专栏测试和(b)多个专栏测试。专栏测试步骤

的具体做法被给出在第二部分。sorbable杂质被去除当液体通过吸附床,并且吸附发生在

床的部份被定义作为质量传递吸附区域或MTZ。

突破曲线为唯一和三个专栏系统被提出在图5和图6Figs。5(a)和6(a),各自地根据

无维的浓度速率(Ce/C0)对流出容量。并且变化在酸碱度上以流出容量被提出在图5和图

6。在唯一专栏吸附行为被发现相当不同的比那三个专栏系统由于在空的床接触时间上的区

别。在唯一专栏测试,空的床接触时间是低于

(9分钟),所有金属离子的吸附被发现相对地小于Fe(II)的最高的吸附在他们之中并且突破

迅速发生。吸附作用顺序Fe(II)>Zn(II)>Mn(II)

图5.固定床(a)突破和(b)污水酸碱度曲线为multi-component金属离子(Fe2++Mn2++

Ca2++Zn2+)唯一专栏吸附条件在25.C和酸碱度3.5。

图6.固定床(a)突破和(b)污水酸碱度曲线为multi-component金属离子(Fe2++Mn2++

Ca2++Zn2+)吸附在25.C和酸碱度3.5在三个专栏系统。

在三专栏测试,空床接触时间是24分钟(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)的地方发生。这种现象共同地被观察有机化合物的吸附。因而它

也许结束,褐煤最初吸附Mn(II)和Zn(II)可能被放出作为Fe(II)的液体浓度与褐煤的增量

联系。在pHfin上的变化以流出容量被提出在图5和图6为单一和三个专栏系统。它各自

地被注意,流出物酸碱度减少从7.5和6.5到4.7和4.0,。因而它可能结束,更多的吸附

将是更高的pH

fin

和反之亦然。这些结果与批结果是一致的。

表2

褐煤专栏表现为金属离子的多组分吸附

专栏

类型

床容量

(ml)

EBCTa

(min)

容量流

速,Q

(ml/min)

流出容

量在断

裂通过

点

碳用法

率

(lb/1000

加仑)

碳利于

率(g/l)

总量床

容量在

断裂通

过点

专栏容

量

(mg/g)

单一

专栏

2292.7

85ml

9790.9814.03.4

三专栏

系统

235

241015l840.0856318.7

空的床接触时光或停留时间。

专栏容量确定了总面积对加入流出物和划分这价值由吸附重量在专栏点。专栏的表现根

据容量、床容量、突破容量等被提出在表2。高容量在三专栏系统的情况下归结于事实空

的床接触时间是高的与单一专栏系统比较。

4.3.1.褐煤使用率

褐煤使用率(LUR)被定义作为参量相似与碳用法率(CUR)，确定褐煤会被用尽的率并且

多频繁褐煤必须被改变或再生。LUR也许存在以下联系:

1000)1000/(

）碳的使用率（

）每专栏褐煤重量（

褐煤使用率

gal

lb

gallb

）碳的使用率（

）每专栏褐煤重量（

褐煤使用率

l

g

lg)/(

使用率在lb/gal或g/l为两个系统被提出在表2。它注意到,与三个专栏系统比较，单

一专栏使用率是非常高的。线概念可能被优选使用基本的使设计达到

最低成本。经营的线接近一个极小值在两个轴在图7。它可能被注意,在使用率最初的迅

速减退以EBCT的增量。因而从这数据EBCT被使用为承包商的设计也许采取EBCT以

最低的碳使用率。要求增加EBCT的好处是使经济评估处理设计得到优化(图7)。

图运行的操作界线。

4.4.吸着机制

离子交换最主要的机制是Fe2+、Mn2+、Fe3+和Zn2+的吸附在褐煤。它被观察,在

Fe2+、Mn2+、Fe3+,和Zn2+的吸附期间,钙离子从褐煤主要被发布了在单一,二专栏

和三部分组成的系统[2]。除Ca(II)以外其它轻的金属离子譬如Al3+、Fe2+、K+、

Mg2+,和Na+从褐煤被发布了无意义数额。这离子交换离子的序列和量化被发布被学习了

在Fe2+的习惯期间,Mn2+在褐煤。结果显示了Ca2+重大发行在Fe2+期间。它很好被

提供在溶液里,纯净的离子交换发生以等摩尔浓度即金属l(s)区域的比与褐煤并且发布应

该是相等的。在我们的情况金属区域的价值(Fe2++1/2H+)对褐煤表面和发布(Ca2++

Mg2++1/2Na+)是相等的到1以低浓度表明离子交换机制[2]。但在更高的浓度金属区

域对褐煤表面和发布是大于一个即相当数量钙被发布是较少比相当数量金属区域表明除离

子交换以外其它可能性譬如沉淀,物理吸附无法排除。

解吸附作用测试以数量被吸附的Fe(II)和Mn(II)被放出的离子的水溶液。这更加进一步

证实,Fe(II)、Mn(II)和Fe(III)在褐煤的吸附是主要化工的在自然里。实际上，一些Fe/Mn

的吸附由其它过程依照以上也许能提高褐煤对整体吸附容量的贡献。

4.5.解吸附作用研究

当吸附用尽或当流出物从吸附床到达最大容量放电水平,吸附剂材料的补救以及吸附剂

的再生变得相当必要。燃尽的吸附剂专栏的再生是相当一个重要过程，在废水处理并且碳专

栏,总之,服从热量再生。在这处理10-20%吸附中由损耗通常丢失在各个周期期间并且被

吸附物的补救并且不是可能的。金属离子的解吸附作用在三个专栏系统相同流速的情况下,

长度,尝试了与0.1N硝酸反应并且结果被提出在图8(a)(c)。它注意到,金属离子的回收

几乎是100%。

图8.(a)Fe2+回收,(b)Mn2+,和(c)Ca2+从褐煤被装载的专栏使用0.1N硝酸在

25.C。

5.结论

研究显示,褐煤可能被使用作为金属离子吸附剂为处理被Fe(II)、Fe(III)和Mn(II)污染

的废水在单一和多组分系统。通过研究不同的酸碱度条件下发现最宜的酸碱度。模仿工业条

件处理酸性矿物废水,所有研究使用单一和多专栏设置的流动方式下进行。空床的接触时间

(EBCT)模型是为使吸附剂用来减到最小。金属离子的解吸附作用在三个专栏系统的流速下,

专栏的长度的相同情况达到了与0.1N硝酸。它注意到,金属离子的回收几乎是100%。

解吸附作用回收将进一步减少处理系统的费用。褐煤的用途作为一个增值吸附剂对它的燃料

价值应该现在被考虑。很多低成本吸附剂越来越多的应用到水处理当中。褐煤是廉价的,多

数是无毒和可利用的。褐煤的费用是近似地$25/metric吨

(/facts/2005/)比商业上可利用的可再生的

碳费用$40/lb的便宜，(可再生的碳6-14滤网便宜1LB;Fisher品牌$40.33)

()。另外,褐煤的吸附容量在处理酸性矿物废水方面优于碳

[2]。这清楚地展示了褐煤作为吸附剂在去除酸性矿物废水和回收金属离子方面的好处。

固定床的吸附参数的研究在此报告中可以得到体现，现在固定床反应器获得大规模的发展和

应用，高吸附容量用于去除金属离子。

翻译原文

Removalandrecoveryofmetalionsfromacidminedrainageusinglignite—Alow

costsorbent

aDepartmentofEnergyandGeo-EnvironmentalEngineering,ThePennsylvaniaStateUniversity,

UniversityPark,PA16802,USA

bEnvironmentalChemistryDivision,IndustrialToxicologyResearchCentre,PostBoxNo.80,

MahatmaGandhiMarg,Lucknow226001,India

Received15February2006;revised19March2006;bleonline

6May2006.

Abstract

Acidminedrainage(AMD),haslongbeenasignificantenvironmentalproblemresultingfrom

themicrobialoxidationofironpyriteinpresenceofwaterandair,affordinganacidicsolutionthat

nobjectiveofthisstudywastoremoveandrecovermetal

ionsfromacidminedrainage(AMD)byusinglignite,ehasbeen

onofferrous,ferric,manganese,zincand

swereperformedat

lateindustrialconditionsforacidminewastewater

treatment,allthestudieswereperformedusingsingleandmulti-columnssetupindownflow

tybedcontacttime(EBCT)modelwasusedformi《我的祖国》名家朗诵 nimizingthesorbentusage.

Recoveryofthemetalionsaswellasregenerationofsorbentwasachievedsuccessfullyusing

0.1Mnitricacidwithoutdismantlingthecolumns.

Keywords:Adsorption;Heavymetals;Adsorbent;Lignite;Acidminedrainagetreatment;

Solidwasteutilization;Ferrous;Ferric;Manganese

ArticleOutline

uction

alsandmethods

als,materialsandequipment

onprocedure

mization

edstudies

column

-columns

sanddiscussions

leachingcharacteristics

ofpH

-componentfixedbedsorption

eusagerate

onmechanism

tionstudies

sions

uction

Acidminedrainage(AMD)isaseriousenvironmentalproblemresultingfromthe

weatheringofsulfideminerals,suchaspyrite(FeS2)anditspolymorphmarcasite

(-FeS).ItischaracterizedbyalowpH-valueandhighlevelsofsulfateandmetals

[1]and[2].AMDusuallycontainshighconcentrationofmetalssuchasiron,

manganese,zincandsmalleramountofcadmium,lead,copper,

oxidationofsulfidereleasesdissolvedferrousironandacidityintowaterwhich

\'stypicallycontainhighconcentration

ofdissolvedironwhichmayexistseitherinreducedform(Fe2+)orintheoxidized

form(Fe3+).AcidityinAMDiscomprisedofhydrogenionacidityandmineralacidity

(iron,aluminum,manganese,andothermetalionsdependingonthespecificgeologic

settingandmetalsulfide).Thereare20,000–50,000abandonedminesintheUnited

theseminesproduceacidminedrainage(AMD).TheseAMDcontains

avarietyofheavymetals,whichadverselyaffectover23,000kmofstreamsinthe

UnitedStates[3]and[4].Pennsylvaniaalonehasover25%ofallabandonedmine

an

3000milesofriversinPennsylvaniaalonearepollutedwithminedrainageinthe

untreated,theaciddrainagecancontaminatesurfaceandgroundwater,

damagingthehealthofplants,wildlife,andfish[5].Whenacidminewatersmix

e(ferricoxide)

precipitatecanblanketthereceivingwatersourceandkillaquaticfloraandfuna.

Thelossofbiologicalactivitycouldinsomeinstancesdevastatethefoodchain

andleadultimatelytofishkillsandlossofamenity[6].

Ironexistsintheferric(Fe3+)orferrous(Fe2+)form,dependinguponthepH,and

ralpHandinpresenceofoxygen,soluble

Fe2+isoxidizedtoFe3+,whichreadilyhydrolyzestoferrichydroxidethatis

ofthesurfacewaters,Fe3+s(Fe2+)

ese

existsin7+,6+,5+,4+,3+,2+,tcommonoxidationstate

inaqueoussolutionisMn(II).EvenwhenMnO2(pyrolucite)isthemostimportant

formofMninnature,itissolubleatverylowpHasMn(II):

MnO

2

+2HCl=Mn2++Cl

2

+H

2

O(1)

Orveryalkalineconditions,togiveaequimolecularamounts(dismutation)ofMn(III)andM(V).

Theindustrialsourcesofmanganesearesteelalloy,drycellbattery,glassandceramic,paint,ink,

dyeandfertilizers[7].Italsooccursinmetalmines,minedrainage,

primaryconcernsaboutmanganeseindrinkingwaterareitsobjectionabletasteanditscapacityto

nkingwaterguidelinerecommendedbyAmericanWaterWorksAssociation(AWWA)

is0.05mg/tavailabletechnology(BAT)dischargelimitsforacidminewastewater(mg/l)

isprovidedinTable1[8].

Table1.

Bestavailabletechnology(BAT)dischargelimitsforacidminewastewater(mg/l)

[8]

PollutantparametersDischargelimitations30-dayaverageDailymaximum

Iron3.57.0

Manganese2.04.0

Suspendedsolids3570

pH6.0≤pH≤9.0atalltime

AlkalinityAlkalinity>acidityatalltimes

Anumberofmethodshavebeenusedforacidminedrainagetreatmentincluding

precipitation[4],[9]and[10],electrochemicalremediation[11],oxidationand

hydrolysis[12],[13],[14]and[15],neutralization[16]and[17],ionexchange

andsolventextraction[18],[19]and[20],ionexchangeandprecipitation[21]and

[22],titration[23],biosorption[24],[25],[26]and[27],adsorption[1],[28],

[29],[30],[31],[32],[33],[34],[35],[36]and[37],reverseosmosis[38].Other

methodsusedforthetreatmentofacidminewastewaterarealsoreviewed[6],[39]

and[40].Adsorptionhasevolvedasthepreferredmethodformetalionsremoval.

Duetothehighcostofactivatedcarbonforwatertreatment,asearchforsubstitutes

sorbentsshouldbereadilyavailable,economicallyfeasible,

andshouldberegeneratedwithease.

Severalinvestigatorshavestudiedlessexpensivematerialsfortheremovalof

Fe(II),Fe(III),Mn(II)fromwatersuchaszeolites[41]and[42],activatedsludge

[43],collophane[44],hydrousmanganesedioxide[45],andzerovalentiron[46].

Othereffortsmadeinthisdirectionaredescribedinvariousreviewarticles[47]

and[48].

Theuseofligniteinwastewatertreatmenthasreceivedincreasingattentionover

thelastseveralyears[49],[50]and[51].Besidesbeingplentiful,inexpensive

lignitepossessesseveralcharacteristicsthatmakeiteffectivemediaforthe

espossessahighoxygencontent,

roupsareinfecttheactive

ignitematerialscanbeusedasalternative

cationexchangers[52],[53]and[54].Carboxylorhydroxylgroupsareabletotake

partintheionexchangereactioninthefollowingmanner(Eqs.(2),(3)and(4))

nL–COOH+Mn+=nL–COOM+nH+(2)

nL–COOH+Mn+=(n−1)L–COOM(OH)

(3)

Formationofhydroxilatedspeciesmaybealsoconsidered

Mn++H

2

O=M(OH)n+nH+(4)

Tsociationconstant

(pK

a

)eincreaseof[H+]insolution

isduetoEq.(1).Useofthismaterialinremovingthemetalionsfromacidminewastewaterhas

tstudieswereaimedforthose

acidminedrainageswhicharecontaminatedbyiron[Fe(II)andFe(III)],manganese,calciumand

notaluminum.

alsandmethods

als,materialsandequipment

ThelignitesampleusedinthisstudywasobtainedfromMartinLake,

olutionsofthetestreagentsweremad唐诗宋词精选50首 einde-ionized

waterfromMillipipore-Q™.ThepHwasadjustedusingdilutesulfuricacidandsodium

easurementswerecarriedoutusingpHmeter-model710,Orion,

alconcentrationsinthesamplesweredeterminedusingInductiveCoupled

Plasma(ICP)Spectrophotometer(LeemanPS3000UV,USA).Thecarbon,hydrogenand

nitrogen(CHN)analysiswascarriedoutonLECOCHNanalyzer,andXRDlineprofile

analysiswasperformedusingaRigakuGeigerflexX-raydiffractometer.

onprocedure

mization

TheremovalofFe(II),Fe(III),Mn(II)andCa(II)atdifferentpHwasstudiedin

lconcentrationof100ppmforFe(II)andMn(II)and60ppmfor

Fe(III)wasused.A25-mloftestsolutionoffixedconcentrationswastreatedwith

tacttimeand

conditionswereselectedonthebasisofpreliminaryexperiments,whichdemonstrated

hisperiodthesolutionwasfiltered

alconcentrationretainedin

thesorbentphase(qe,mg/g)wascalculatedbyusingEq.(5)

(5)

whereC

0

andC

e

aretheinitialandfinal(equilibrium)concentrationsofthemetalioninsolution

(M),Vthesolutionvolume(l)andmisthemassoflignite(g).

edstudies

Todeterminetheadsorptioncapacityofligniteunderflowconditions,column

ngleandmulti-columnswere

usedtoidentifyvariousdesignparameters.

Thecolumnsweresetupaccordingtothefollowingprocedure.

column

Approximately10g(dry)of(2040mesh)lignitewasmadeintoslurrywithhot

rrywasthenfedslowlyintothe

columnsuchthattheformationofairvoidsavoided/oolwasused

adsorptivebedlengthwasapproximately20-cmandthebedvolumewas22-ml.A

hydraulicflowrateof2.5ml/nt

sampleswerecollectedevery15min,measuredforpHandacidifiedusingH2SO4(0.2N)

umnswereloadedwiththemetalion

solutioncontainingthedesiredmixtureofFe(II),Mn(II),Zn(II),andCa((II)

[approximateconcentrationratios=60:50:50:50ppm].

-columns

umnswere

imately150g(50-gineachcolumn,

dry)oflignitewasweight(2040mesh)andmadeintoslurrywithhotde-ionized

ceduredescribedaboveforfillingsingle

alsolutionwas

gthoftheadsorptivebedofeachcolumnwas

approximately16cmandthebedvolumeoftheeachcolumnwas80ml(total240ml).

Ahydraulicflowrateof10ml/minwasmaintainedusingaCole–ParmerPeristaltic

ntsampleswerecollectedevery20

or50minfromthethirdcolumn,measuredforpHandacidifiedusingH2SO4(0.2N)

andstoredin40mltesttubesfortheanalysis.

DisplayFullSizeversionofthisimage(75K)

oflignitefixedbedadsorbers(threebedsystem)usedfortheAMD

treatment.

sanddiscussions

Ligniteisamemberofthesolidfuelfamilyandisoftenreferredtoasbrowncoal.

Macroscopically,ligniteisdarkbrownorblackincolorwhenmoistandlightbrown

sityliesintherange1.0–1.35g/esareusually

epossesseshighsurfacearea,

typically100–200m2/g[55]and[56].

Lignitewasashedtoeliminateorganicmatterpriortodeterminingtheinorganic

wasthenaciddigestedandanalyzedbyplasmaemission

micalanalysisofligniteshowsthepresenceofSiO232.1%;

Al2O313.4%;TiO21.30%;CaO17.2%;MgO1.81%;MnO1.81%;Fe2O3;18.8%;Na2O0.28%;

K2O0.23%;BaO0.14%;SrO0.26%;C55.56%;H4.83%;N1.14%;S0.84%[2].

X-raydiffractionanalysisofthesampleindicatedthattheligniteiscomposed

primarilyoftheamorphousphasewithsomequartz.

leachingcharacteristics

Differentamountsoflignite(2,4,8,16,32mg/l)wereaddedintode-ionizedwater

havingdifferentinitialpH(2–10)withnolignitewerealsorun

ttubes

wereagitatedintermittentlyfor48hatroomtemperature,andthenleftforsettling

iationinequilibrium

ilibriumpHincreases

non-linearlyinthepHrangeof2–reaseismorepronouncedinacidicmedium

erinitialpHthereisnoincreaseinthesolutionpH

[2].ThepHPZCwasdeterminedasthepHofthewaterthatdidnotchangeafterthe

asisofthisstudy,pHZPCofligniteisconsidered

ilibriumpHincreaseswithincreaseintheamountoflignite

atinitialpH

atpH>pHPZC[2].

DisplayFullSizeversionofthisimage(17K)

ofamountofadsorbentontheequilibriumpHofthe一樽还酹江月什么意思 de-ionizedwaters

havingnometalions[2].

Inviewofthenatureoftheadsorbentused,thepHchangeinthesystemmustbe

duetotheexchangeinteractionofligniteinthesolution

L

2

Ca+2H+=L

2

H

2

+Ca2+(6)

L

2

Mg+2H+=L

2

H

2

+Mg2+(7)

Thesereactionsarelikelytooccurfromlefttorightinstronglyacidicmediumduetothehigh

ltcalcium,magnesium,sodium,aluminumandpotassium

ionsarereleasedintothesolution(Fig.3).ItisevidentfromFig.3thattheleachingofthese

metalsisdirectlyproportional(exceptforAl3+,Fe2+)tothelignite\'samountpresentinthewaterat

varyingpHvalues[2].ThechangeinconcentrationofAl3+,Fe2+wasmorecomplexdueto

simultaneousleachingandsorptionoftheseions[2].

DisplayFullSizeversionofthisimage(75K)

ngbehavioroflignite[2].

ofpH

TheremovalofFe(II)andMn(II)atdifferentpHvaluesisshowninFig.4(a)–(c).

ThesorptionofFe(II),Mn(II)andFe(III)onligniteincreaseswiththeincrease

ptionstudies,thepHmustbelessthanthepHforprecipitationof

ptionofFe(II)isverylowatpHin≤2,itincreases

from6%to84%(Fig.4(a))>4.0theremovaltakesplacebysorption

−ionsfromthesolutionformedsomecomplexes

withFe(II).

imuminitialpH

chosenforFe(II)was3.5,

sorptionofMn(II)atdifferentinitialpHisshowninFig.4(b).SimilartoFe(II)

theremovalisnegligibleatlowpHin≤2anditincreaseswiththeincreaseinpHin

andatpHin≥8.0precipitationoccurs[2].ThereforetheoptimumpHchosenfor

finincreasesinmoreacidicpHinandafterpHin4.0,

movaloftheseionsatlowpHhave

beenattributedinthisstudytothecompetitionbetweentheprotonsandthemetal

ovalofFe(III)atdifferentinitialpHisshowninFig.4(c).The

sasuddenincreasein

thesorptionprocessatpH2.0,andpHin≥3.0precipitationaswellassorption

takesplace[2].TheequilibriumpHalsoincreasesinthepHinrange2–imum

initialpHchosenfortheequilibriumstudieswas2.7–2.8tocorrelateremovalwith

r,decreaseinpHasafunctionofmetalconcentration

islikelyduetotwoequilibria:

Ionexchangereactions:nLH+Mn+=nLM+nH+(8)

Waterhydrolysis:Mn++nH

2

O=Mn(OH)

n

+nH+(9)

AlsothechemistryofFe(II)r,itoxidizesrapidlyto

Fe(III)(E0Fe(III)/Fe(II)=0.771V).Fe(III)isaveryacidiccation,andtendstoprecipitateas

Fe(OH)

3

(pK

ps

=35)decreasingstronglythepHasshowninFig.4(c).

DisplayFullSizeversionofthisimage(60K)

ofpHontheadsorptionof(a)Fe(II),(b)Mn(II)(100mg/landlignite

dose6g/l),and(c)Fe(III)(50mg/landlignitedose6g/l)onlignite[2].

-componentfixedbedsorption

Inacidminedrainageothermetalionsarealsopresentbesidesironandmanganese,

thereforeitisdesirabletodeterminetheeffectofothermetalionsonsorption

ptioninmulti-componentsystemsiscomplicatedbecauseofthe

solute–solutecompetitionandthesolute–-component

interactionstakeplaceattheactiveadsorptionsiteswherethesolid–liquidphase

interpretationofthemulti-componentsystemshasprovedtobecomplexandmaybe

thefunctionofoneorallofthefollowingparameters:ionicradii,

electronegativity,pHandtheavailabilityofactivesitesontheadsorbent.

Twotypesofcolumntestswereperformedinthisstudy:(a)singlecolumntestand

(b)umnwaspreparedaccordingtotheproceduregiven

bableimpuritiesareremovedastheliquidpassesthroughthe

adsorbentbed,andtheportionofthebedinwhichsorptionisoccurringisdefined

asthemasstransfersorptionzoneorMTZ.

Thebreakthroughcurvesforsingl羡长江之无穷 eandthreecolumnsystemsarepresentedinFig.

5andFig.6Figs.5(a)and6(a),respectivelyintermsofdimensionlessconcentration

(Ce/C0)echangeinpHwitheffluentvolumeis

lecolumnthesorptionbehaviorwasfound

tobequitedifferentthanthatofthreecolumnsystemsduetothedifferencein

lecolumntest,wheretheemptybedcontacttimeis

verylow(9min),thesorptionofallthemetalionswasfoundtoberelativelysmall

withthehighestsorptionofFe(II)amongthemandthebreakthroughoccurredquickly.

Thesorptionfollowstheorder:Fe(II)>Zn(II)>Mn(II)

DisplayFullSizeversionofthisimage(46K)

ed(a)breakthroughand(b)effluentpHcurvesformulti-component

metalions(Fe2++Mn2++Ca2++Zn2+)adsorptionat25CandpH3.5insinglecolumn.

DisplayFullSizeversionofthisimage(74K)

ed(a)breakthroughand(b)effluentpHcurvesformulti-component

metalions(Fe2++Mn2++Ca2++Zn2+)adsorptionat25CandpH3.5inthreecolumns

system.

Inthethreecolumntest,wheretheemptybedcontacttimewas24min(Table2)

‘overshoot’,aconditionwherethemorehighlyretainedFe(II)displacedthe

previouslyadsorbedMn(II)andZn(II)enomenoniscommonly

maybeconcludedthatlignite

initiallyadsorbsMn(II)andZn(II)canbedesorbedasconcentrationofFe(II)in

ngeinpHfinwitheffluentvolume

ispresentedinFig.5andFig.6forsingleandthreecolumnsystems,respectively.

ItwasnoticedthateffluentpHdecreasedfrom7.5and6.5forsingleandthreecolumn

systemsatthebeginningofcolumnoperationto4.7and4.0,

canbeconcludedthatmoreisthesorptionhigherwillbethepHfinandviceversa.

Theseresultsareconsistentwiththebatchresults.

Table2.

Columnperformanceofligniteformulti-componentadsorptionofmetalions

Types

of

colum

n

Bed

volum

e(ml)

EBCT

a

(min)

Volumetri

cflow

rate,Q

(ml/min)

Effluen

t

volume

at

break

throug

hpoint

Carbon

usagerate

(lb/1000gal

)

Carbo

n

usage

rate

(g/l)

Total

bed

volume

sat

break

throug

hpoint

Colum

n

capacit

y

(mg/g)

Single

column

2292.785ml9790.9814.03.4

Three

column

system

235241015l840.0856318.7

aEmptybedcontacttimeorresidencetime.

Thecolumncapacitywasdeterminedbytakingthetotalareatothepointwherethe

effluentplotjoinstheeffluentanddividingthisvaluebytheweightofthe

formanceofthecolumnsintermsofcapacity,bed

volumes,breakthroughvolumes,hercapacity

incaseofthreecolumnsystemsisduetothefactthatemptybedcontacttimeis

muchhigherincomparisontothesinglecolumnsystem.

eusagerate

Theligniteusagerate(LUR)definedasaparametersimilartothecarbonusagerate

(CUR),determinestherateatwhichlignitewouldbeexhaustedandhowoftenthe

maybedeterminedfromthefollowing

relation:

or

Theusagerateinlb/galorg/tedthatinsingle

ratingline

ratingline

imumexhaustionrateforagivensorption

dutyisthat,whichisachievedwhentheexhaustedadsorbentisinequilibriumwiththeinfluent

liquid,andtheminimumretentiontimerepresentstheminimumtimeforthesolutiontopass

throughtheminimumvolumeoflignitenecessarytoachievethedesiredlevelofpurityat

enoticedthatthereisaninitialrapiddecreasein

omthisdatatheEBCTusedforthedesignofthe

lpinoptimizationof

theprocessdesignwhichrequireseconomicevaluationofthebenefitsofincreasingEBCT(Fig.

7).

DisplayFullSizeversionofthisimage(19K)

eratinglineplot.

onmechanism

Ionexchangeisconsideredtobethemostpredominantmechanisminthesorptionof

Fe2+,Mn2+,Fe3+andZn2+bservedthatduringthesorptionofFe2+,

Mn2+,Fe3+,andZn2+,calciumionsweremainlyreleasedfromligniteinsingle,binary

andternarysystems[2].BesidesCa(II)someotherlightmetalionssuchasAl3+,

Fe2+,K+,Mg2+,andNa+werealsoreleasedfromligniteinaveryinsignificantamount.

Thesequenceofthisionexchangeandquantificationofionsreleasedwerestudied

duringthesorptionofFe2+,Mn2+ultsshowedasignificantrelease

ofCa2+duringtheuptakeofFe2+.Itisverywelldocumentedinliteraturethatpure

ioofthemetal(s)bound

asesthevalueofthemetal

bound(Fe2++1/2H+)tothesurfaceofligniteandreleased(Ca2++Mg2++1/2Na+)is

equalto1atlowconcentrationindicatingaionexchangemechanism[2].Butathigher

concentrationmetalboundtothesurfaceofligniteandreleasedisgreaterthan

untofcalciumreleasedislessthantheamountofmetalsbound

indicatingthatbesidesionexchangesomeotherpossibilitiessuchasprecipitation,

physicaladsorptioncannotberuledout.

Thedesorptiontestswithde-ionizedwatershowthatonlyaninsignificantamount

ofadsorbedFe(II)andMn(II)rtherconfirmsthatsorptionof

Fe(II),Mn(II)andFe(III)tthat

someoftheFe/Mndesorbedatallsuggeststhatsorptionbyanotherprocessas

mentionedabovemaycontributeintheoverallsorptioncapacityofthelignite.

tionstudies

Whentheadsorbentbecomesexhaustedorwhentheeffluentfromtheadsorbentbed

reachesthemaximumallowabledischargelevel,therecoveryoftheadsorbent

materialaswellasregenerationoftheadsorbentbecomesquitenecessary.

Regenerationofspentadsorbentcolumnsisquiteanimportantprocessinwastewater

treatmentandcarboncolumnsare,ingeneral,subjectedtothermalregeneration.

Inthisprocess10–20%oftheadsorbentisusuallylostbyattritionduringeach

orptionofmetal

ionsinthreecolumnsystemsunderidenticalconditionsofflowrate,lengthofthe

column,edwith0.1NHNO3andtheresultsarepresentedinFig.8(a)–(c).

Itisinterestingtonotethattherecoveryofthemetalionsisalmost100%.

DisplayFullSizeversionofthisimage(80K)

ryof(a)Fe2+,(b)Mn2+,and(c)Ca2+fromloadedcolumnsoflignite

using0.1NHNO3at25C.

sions

Thisworkdemonstratesthatlignitecanbeusedasametalionadsorbentfortreating

water/wastewatercontaminatedwithFe(II),Fe(III)andMn(II)inbothsingleand

swereperformedatdifferentpHtofindoptimumpH.

Tosimulateindustrialconditionsforacidminewastewatertreatment,allthe

stu

emptybedcontacttime(EBCT)modelwasappliedforminimizingthesorbentusage.

Thedesorptionofmetalionsinthreecolumnsystemsunderidenticalconditionsof

flowrate,terestingto

notethattherecoveryofthemetalionswasalmost100%.Desorptionfollowedby

oflignite

quantitiesoflowcostadsorbentswillincreasinglybeneededforwatertreatment.

Lignitesareinexpensive,

costofligniteisapproximately$25/metricton

(/facts/2005/)whichismuchcheaper

thanthecommerciallyavailableactivatedcarboncosts$40/lb(Activatedcarbon

6–14mesh1LB;Fisherbrand$40.33)().Inaddition,

sorptioncapacityoflignitewassuperiortothecommerciallyactivatedcarbons

testedforAMDtreatment[2].Thisclearlydemonstratedtheadvantageoflignite

asanadsorbentfortheremovalandrecoveryofmetalsfromacidminedrainage.

Thefundamentalfixedbedadsorptionparametersreportedhereincannow

beappliedfordevelopmentoflarge-scalefixedbedreactorstoobtain

areasonablyhighadsorptioncapacityeveninthepresenceofinterfering

ions.

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