摘要

盡管有許多處理技術，但從酸性礦井汙水(AMD)中可持續去除重金屬已經成為科學家和工程師麵臨的主要挑戰。這是因為大多數已開發的技術都太過昂貴，而且在處理上也麵臨著巨大的挑戰。因此，開發一種更有效、更經濟的技術來去除AMD中的重金屬是不可避免的。香蕉皮是世界上最豐富的水果，幾乎在全世界被消費，在這項研究中，評估其在AMD條件下去除重金屬的潛力。金屬錳離子(Mn^{2 +})研究了Mn的粒徑、劑量和初始濃度等控製參數的影響^{2 +}、接觸時間、pH值和香蕉皮的選擇性。采用合成的單組分溶液和實際的AMD進行了批處理。采用Langmuir和Freundlich等溫線描述吸附平衡。Mn的最大值^{2 +}Langmuir等溫線測定的金屬離子吸附量為6.920 mg.g^－1．吸附數據也很好地擬合了準二級動力學，表明香蕉皮粉與重金屬離子之間的電荷交換具有價態力的特征。

采用AMD在室溫下進行連續固定床柱研究，考察了流速、床層深度等參數對固定床柱的影響。塔床容量和預期飽和時間隨床層深度的增加和流量的減小而增加。結果表明，該塔在最低流量條件下性能良好。應用Thomas模型和床層深度服務時間(BDST)模型對突破曲線進行了評價，並對實驗數據進行了分析。研究結果表明，香蕉皮粉可用於錳的脫除^{2 +}采用間歇式和固定床吸附係統。

關鍵字

酸性礦井水;錳離子;香蕉皮;吸附

簡介

礦業在全球經濟中，特別是在新興經濟體中，在就業和創收方麵發揮著重要作用。2010年，包括采石業和石油部門在內的全球采礦業占世界國內生產總值的11.5%(以采礦業產品銷售收入計算)。不幸的是，采礦活動引發了水的汙染、陸地下沉和空氣汙染。基本上，當水與寄主岩石中的黃鐵礦發生反應時，它會釋放出重金屬並變成酸性的[2]。這叫做酸性礦井排水(AMD)。這導致陸地下沉，導致地表開裂[3]，土壤侵蝕和空氣汙染，生物多樣性下降[4]。因此，黃斑變性對土壤和水的重金屬汙染威脅著社會和農業經濟的福祉。

在減輕生態破壞方麵，目前采用傳統的積極處理技術對抗AMD效應[5]。這些過程包括中和，氧化和還原，萃取，沉澱和絮凝，離子交換和沉澱。然而，這些方法在成本和效率上各不相同，也有各自的缺點。例如，基於離子交換、化學或生物氧化的技術對微量汙染物[8]的去除效率很低。另一方麵，沉降、絮凝和中和技術會產生大量的含金屬汙泥，這對處理提出了挑戰。

盡管存在這些挑戰，吸附是去除水汙染物的新興技術之一，其簡化的設計和易於操作使其比傳統的水處理方法更優越。它還消除了汙泥處理的問題，使係統更加可行。該技術通過施加表麵力和汙染物在吸附劑[9]表麵的聚集來利用表麵現象。纖維素農業廢料作為吸附劑已顯示出從廢水[10]中去除重金屬等汙染物的潛力，這些類型的吸附劑主要作為廢物獲得，且在大量和廉價的[11]中。其中一種纖維素農業廢物是香蕉皮，它在世界範圍內廣泛存在，並顯示出清除重金屬的顯著能力[12]。

本研究的目的是探討香蕉皮作為廉價吸附劑對錳的吸附潛力^{2 +}從AMD。

材料與方法

批處理的研究

材料準備:香蕉皮是從當地超市收集來的。剝去果皮上的髓，將果皮切成小塊(1-2厘米)，用去離子水洗去外部汙垢，放入烤箱80°C烘幹24小時。隨後，將果皮用粉碎機進行粉碎以減小顆粒大小，然後將果皮浸泡在去離子水中6小時，以去除易溶於水的溶解色素，然後在80℃下再次幹燥6小時。在吸附研究中使用的香蕉皮處於自然狀態，沒有經過化學和熱處理。用BET法研究香蕉皮的表麵積。利用掃描電子顯微鏡(SEM)和傅裏葉變換紅外光譜(FTIR)分別研究了香蕉皮吸附前後的表麵形貌和官能團。

化學成分:在這項工作中使用的所有化學品都是分析級的，實際的AMD是從南非Mpumalanga的一個調換點收集的4個25升的瓶子。Mn的合成溶液原液^{2 +}通過溶解適量的分析級MnSO，製備了1000 mg/L的MnSO₄.4H₂O在室溫下放入水中。通過連續稀釋原液來製備所需濃度。

吸附劑粒徑:利用破碎機和振動篩分別對香蕉幹皮進行粒度的降低和粒度分布的測定。機械振動篩子15分鍾，這足以使分離發生。振動前後對篩進行稱重平衡，得到每個篩上香蕉皮顆粒的質量和大小。本研究中使用的粒徑範圍為0.15 mm到5 mm。

吸附劑粒徑的影響:研究了吸附劑粒徑對重金屬去除率的影響。使用了四種不同粒徑(dp=孔徑尺寸);0.08<0.15、0.15≤dp≤0.4、0.4≤dp≤1、1≤dp≤5mm。取1000mg所需粒徑吸附劑與200 mL合適的單組分溶液在室溫(22℃)下混合180min，定期采集樣品，采用電感耦合等離子體質譜(ICP-MS)分析。

吸附劑質量的影響:研究中使用了6種不同質量的香蕉皮200、400、600、800、1000和1200毫克在200毫升溶液中。混合物攪拌180分鍾，每隔一定時間(5、10、20、30、45、60、90、180分鍾)采集樣品，用ICP-MS分析金屬離子濃度。所用香蕉皮的顆粒為0.4 mm。

溶液初始pH值的影響:Mn的溶液pH分別為2.0、3.0和5±0.2^{2 +}綜合的解決方案。溶液pH用0.2 M H調節₂所以₄0.1 M NaOH。在室溫(22°C)下，將溶液放入搖床浴中180分鍾。用pH計測定溶液的pH值。

溶液初始濃度的影響:初始金屬濃度對Mn去除率的影響^{2 +}通過將1000 mg香蕉皮粉與200 mL Mn接觸，研究了香蕉皮從溶液中分離的效果^{2 +}濃度範圍為(25mg /L ~ 100mg/L)。實驗持續180分鍾。

吸附劑選擇性:AMD通常由一種以上的陽離子組成，也就是說，它是表1中列出的不同重金屬的混合物。通過試驗研究了其他陽離子的存在對實際AMD中香蕉皮對重金屬的吸附能力的影響。

重金屬離子	濃度(毫克/升)
鋅2 +	3.510
錳2 +	46.006
有限公司2 +	3.18
菲3 +	6.102
倪2 +	3.750
Cd2 +	0.350
艾爾3 +	15.12

表1:AMD的重金屬成分

列研究

固定床柱實驗在實驗室規模的有機玻璃柱中進行，固定直徑3.5 cm，高50 cm。柱兩端加裝玻璃微珠和玻璃棉，使吸附床保持在固定位置。研究了床層深度和進水流量對錳吸附的影響^{2 +}．Mn的濃度^{2 +}在實際的AMD溶液中為46.01 mg/L, pH為3.12。在固定流速為15 mL/min時，流速範圍為6 ~ 17.8 cm;在固定流速為17.8 cm時，流速範圍為15 ~ 45 mL/min。在不同時間間隔從色譜柱上遊采集處理過的實際AMD溶液樣品，並用ICP-MS進行分析。樣品被收集和分析，直到達到床層飽和。床層的理想突破濃度為進入柱底的AMD初始濃度的0.2%。

結果與討論

批處理的研究

粒徑分布:香蕉皮顆粒的大小分布如圖1所示。將5 kg香蕉皮顆粒分布在機械振動篩上，粒度範圍(dp=粒徑)為0.15<0.4 mm。

圖1:香蕉皮的粒徑分布

表麵積和孔隙率:表2所列不同粒徑的香蕉皮吸附劑比表麵積均小於1 m²/ g。這個表麵積範圍與其他對果皮[13]的研究一致。所選粒度的表麵積為0.011 m²/ g。

吸附劑	顆粒尺寸(mm)	BET表麵積× 104(m2/ g)
香蕉皮	5	1.813
	1	6.010
	0.4	113.54
	0.15	121.42

表2:香蕉皮的表麵積顆粒大小

香蕉皮粉的表麵形貌和官能團:利用掃描電子顯微鏡(SEM)對香蕉皮的表麵形貌和基本物理性質進行了研究。對香蕉皮粉吸附前(圖2a)和吸附後(圖2b)的表征表明吸附劑的表麵形貌發生了變化。吸附後可明顯觀察到粗糙的表麵紋理和氣孔。用過的香蕉皮(圖2b)顯示了香蕉皮比原始的(圖2a)壓實表麵更不實。

圖2:香蕉皮吸附前(a)和吸附後(b)的SEM圖像

為了了解香蕉皮中官能團的性質，我們得到了如圖3a和3b所示的FT-IR光譜。圖3a和圖3b的FTIR光譜顯示有多個峰，表明香蕉皮吸附劑的性質。觀測到的峰值在2920厘米處^－1可以歸因於C-H拉伸烷烴基團。出現在1706、1734、1290、1212、1246、1614、2852、3020和3386厘米的波段^－1圖3a和3b中的羧酸二聚體，COO^-分別是陰離子拉伸、C-O拉伸芳香酯、C-O拉伸仲醇、C-O拉伸烷基芳醚、N-H拉伸胺鹽、O-H拉伸醇、N-H拉伸脂肪族伯胺。羥基和羧酸在去除二價金屬Mn中起著關鍵作用^{2 +}離子。觀測到的峰值在1412厘米處^－1在圖3b中歸結為硝酸鹽。說明香蕉皮吸附了AMD中的硝酸鹽。對金屬的吸附沒有改變峰的位置，但吸附劑官能團的峰強度降低了，這可能是由於被吸附的離子覆蓋了香蕉皮的表麵。

圖3:香蕉皮粉的紅外光譜a)金屬吸附前b)金屬吸附後

吸附劑用量的影響:在不同吸附劑質量，即200 mg, 400 mg, 600 mg, 800 mg, 1000 mg和1200 mg的固定初始濃度下，進行了一係列動力學實驗。典型的金屬吸附量和去除百分比圖如圖4所示。圖4顯示了不同香蕉皮粉用量(200、400、600、800、1000、1200 mg)吸附180分鍾的動力學研究，表明吸附速度快，所有劑量均在60分鍾內達到飽和，與文獻[14,15]報道的Mn吸附結果相當^{2 +}農業廢物。結果表明，Mn^{2 +}去除率隨吸附劑用量的增加而增加。為了規避實驗中的誤差，後續研究采用180 min的吸附時間。隨著吸附劑用量的增加，吸附劑去除率的增加可以歸因於單位質量吸附劑吸附位點的增加。

圖4:香蕉皮粉質量用量對錳吸附的影響^{2 +}

初始濃度的影響:圖5顯示了Mn的去除率^{2 +}隨著初始濃度的增加而減少。當初始濃度大於50 mg/L時，Mn^{2 +}吸附率分別從62.61%下降到43.14%。這是由於吸附劑活性位點不變，金屬離子濃度增加所致。香蕉粉對Mn的吸附量^{2 +}濃度為50 mg/L時達到飽和點，最佳去除率為70.58%。而單位質量香蕉皮的金屬離子吸附量隨金屬離子初始濃度的增加而增加，這與[16]一致。這種增加可能是由於靜電相互作用相對於共價相互作用的增加，涉及到對金屬離子[17]親和力逐漸降低的位點。

圖5:初始濃度對Mn吸附的影響^{2 +}

平衡吸附等溫線:Langmuir和Freundlich模型對Mn吸附實驗數據的擬合^{2 +}如圖3和圖4所示。圖3為吸附Mn的Langmuir等溫線^{2 +}由相關係數R的值可知，與實驗結果擬合良好²，為0.971(表3)_米)由下式1計算，其中C_e， mg/l為溶質的平衡濃度q_e(mg/g)是每單位質量吸附劑在平衡時被吸附的金屬量，q_米(mg/g)為最大吸附量，b (L/g)是與吸附焓有關的常數。

問(毫克/克)	6.920
b	0.287
R2	0.971
Rl	0.080

表3:Langmuir等溫線參數

\[\壓裂{1}{{{q_e}}} = \壓裂{1}{{b {q_m} {C_e}}} + \壓裂{1}{{{q_m }}} - - - - - - - - - - - - - ( 1) \]

Mn的Freundlich方程的線性圖^{2 +}吸附情況如圖6所示，計算參數見表4。Freundlich等溫線模型與實驗數據擬合效果最好，相關係數值為0.951。線性化的Freundlich方程為:

圖6:Mn吸附的Langmuir (a)和Freundlich (b)線性圖^{2 +}離子到香蕉皮粉上

Kf	3.742
n	6.743
R2	0.951

表4:Freundlich等溫參數

\[記錄{q_e} {\ rm{=}} \壓裂{1}{n} {\ rm {}} {C_e} +日誌logK {{\ rm {}} _f } - - - - - - - - - - - ( 2) \]

其中C_e， mg/l為溶質的平衡濃度q_emg/g)為每單位質量吸附劑在平衡K時的金屬吸附量_f(mol / l)n吸附量和吸附強度的平衡常數分別為[18]。n該模型的值在1到10之間表示熱力學有利的吸附[19]。

這些結果表明，Langmuir和Freundlich等溫線對Mn具有很好的擬合性^{2 +}用香蕉皮粉吸附。因為RL的值，n代表Mn^{2 +}離子分別在0 ~ 1、1 ~ 10之間，說明香蕉皮對這些金屬離子的吸附是自發的[19]。

Langmuir等溫線假設吸附位點相同的均勻表麵有單層覆蓋，但這些假設適用於氣體在固體表麵的吸附。在溶質-固體體係中，由於水合力和質量輸運效應，體係更加動態和複雜，服從等溫線並不一定反映上述假設的有效性。在這個體係中，等溫充分性可能會受到實驗條件的嚴重影響，特別是溶質濃度的範圍。而Freundlich等溫線是一種假設多層吸附的經驗模型，吸附熱和親和力在非均質表麵的分布是隨機的。Langmuir和Freundlich等溫線模型可以很好地描述同一組液固吸附數據在一定濃度範圍內，特別是當濃度較小時，固體的吸附量足夠大時，這兩個等溫線方程都接近線性形式。這些結果與[20]一致，兩個模型都很好地擬合了數據。但是，這些相關係數僅限製在自由度為4的範圍內，本研究是任意選擇的

溶液初始pH值的影響:與香蕉皮粉接觸的溶液pH值對金屬的去除有影響。這是因為酸性溶液對香蕉皮粉的結構和交換離子都有影響。香蕉皮粉末對重金屬的吸附與pH的依賴性與表麵官能團有關。如材料和方法章節中吸附劑的選擇性小節所述，在保持所有其他參數不變的情況下，將單組分溶液的pH分別為2.0、3.0和5±0.2進行實驗。

從下圖6a可以看出，重金屬去除效率隨著溶液pH的增加而提高。這與[21]進行的類似研究是一致的。Mn的去除率^{2 +}pH為2.0 ~ 5.0時，分別從28.24%增加到71.78%。錳的^{2 +}當pH值大於5[21]時，重金屬開始沉澱，因此研究的吸附pH值小於5。低pH值抑製了Mn的吸附^{2 +}香蕉皮粉;金屬離子可能與H+離子競爭與香蕉皮粉表麵官能團結合。從圖7可以看出，在吸附過程中，由於香蕉皮粉的堿性，有緩衝作用，溶液的pH值增加。

圖7:初始pH對Mn去除率的影響^{2 +}

粒徑的影響:從圖8可以看出，香蕉皮粉粒徑越大，Mn含量越低^{2 +}去除效率。香蕉皮粉粒徑為0.15 mm時去除率最高，為72.43%;粒徑為5 mm時去除率最低，為6.63%。因此，顆粒尺寸越小，去除重金屬的效率越高。這與[22]對瓜子殼的研究是一致的。小顆粒比大顆粒有更大的吸附表麵積。但是，非常細的顆粒可能會造成固液分批分離的困難，固定床塔[23]的壓降顯著。

圖8:粒徑對Mn吸附的影響^{2 +}

拉格格倫偽一階和二階圖(圖9和圖10):表5和圖10顯示了相關係數值(R²)的值很低，由線性圖得到的qe值與實驗值不一致，這進一步表明Mn的吸附^{2 +}離子不遵循偽一級動力學。

圖9:Mn吸附的偽二級圖^{2 +}

圖10:香蕉皮粉用量對AMD中重金屬吸附的影響

重金屬離子	準一的訂單			Pseudo-second-order
問e實驗毫克/克	R2	k1(最低－1）	問e計算,毫克/ g	R2	k2(g /毫克－1.min－1）	問e計算,毫克/ g
5.634	0.1905	0.005	1.555	0.9978	0.121	5.858

表5:Mn的吸附動力學參數^{2 +}在香蕉皮粉上

偽二階速率常數k₂和問_e從圖的斜率和截距t/q計算值vsT如圖9所示。qe的實驗值與q的實驗值吻合較好_e值。說明其限速步驟為化學吸附，通過香蕉皮粉與重金屬離子之間的電子交換，產生價態力，因此吸附劑對鋁的吸附表現出較高的性能^{3 +}和菲^{3 +}離子。

香蕉皮粉的選擇性:本節介紹了香蕉皮粉在吸附Mn方麵的研究結果和討論^{2 +}從AMD。雖然金屬成分的濃度並不相同，但除Cd外，吸附劑對三價離子比二價金屬離子表現出極大的偏好^{2 +}在美國，它已經切除了超過95%的Al^{3 +}和菲^{3 +}離子從溶液(圖10)和Fe^{3 +}去除率接近於Cd^{2 +}去除在所有劑量。Fe和Al的良好吸附可能是由於它們的高價(三價)比競爭的二價金屬高親和力。這一發現與[24]所做的工作一致。

柱研究-實際酸性礦井水

床層高度的影響:柱的使用時間隨著床層深度的增加而增加，如圖11所示，床層的吸附量和飽和時間隨著床層深度的增加而增加。這可能是由於更多的活性位點可供結合和更長的傳質區。采用BDST或Bohrat-Adams方程對柱數據進行分析和建模。該模型是用來測量不同突破值[25]時床層能力的簡單模型之一。但該模型基於表麵反應速率理論，忽略了金屬離子直接吸附在吸附劑表麵時的膜阻和顆粒內傳質阻力。

圖11:Mn的突破曲線^{2 +}用香蕉皮去除不同的床層深度

模型表明，床層深度(H)與柱的使用時間(t)呈線性關係，方程表示為:

\ [t = \壓裂{{{N_0} H}} {{{C_0} V}} - \離開({\壓裂{1}{{{K_a} {C_0}}}} \右)ln \離開({\壓裂{{{C_0}}} {{{C_b}}} - 1} \ ) - - - - - - - ( 3) \]

其中C₀為溶質初始濃度(mg/L)， C_b突破點所需溶質濃度(mg/L)， N₀為吸附量(mg/L)， H為柱層深度(cm)， K_一個is the adsorption rate constant l/(mg.min), t is the service time of column(h) and is the linear flow velocity of feed to bed cm/h.

設t=0得到

\ [{X_0} = \壓裂{{V {\ rm {}}}} {{K {C_0}}} ln \離開({\壓裂{{{C_0}}} {{{C_b}}} - 1} \ ) - - - - - - - ( 4) \]

X₀達到出水濃度C所需的最低柱高是多少_b即臨界地層深度。

因此，BDST方程可以表示為

\ [t =啊+ b {\ rm { }} - - - - - - \ 左({5}\右)\]

在哪裏

\[=斜率= \壓裂{{{N_0}}} {{{C_0} V }} - - - - - - \ 左({5 b} \右)\]

而且

\ [b = {\ mathop {\ rm int}} ercept = - \壓裂{1}{{{K_a} {C_0}}} ln \離開({\壓裂{{{C_0}}} {{{C_b}}} - 1} \ ) - - - - - - - ( 5 c) \]

通過記錄各金屬離子初始濃度為0.2%時的使用時間，繪製6、12.4和17.8 cm各層深度的突破曲線數據，建立了BDST關係。然後，在流速為15 mL/min時，將使用時間(t)與床層深度(H)繪製曲線，結果顯示如下圖12所示的線性關係。出水濃度約為初始濃度的0.2%的突破點，旨在達到向水道排放廢水的國家水標準。Mn的排放標準為0.1 mg/L[26]。BDST模型對重金屬離子生物吸附的有效性由較高的相關係數值(R²=0.991, R²Mn和Zn分別為0.996)。

圖12:Mn的BDST圖^{2 +}流速為15ml /min

由圖12的截距和斜率可知，設計參數為N和K_一個的線性流速()和濃度(C_o)在該柱的服務期間是恒定的。N的值₀K_一個K_一個，和X₀Mn ?含量分別為133.748 mg/L、0.103 L /(mg.min)和2.024 cm^{2 +},分別。速率常數K_一個是金屬溶液從流體相向固相轉移速率的量度。它影響柱研究[27]的突破現象。當K的值_一個較大的床層的早期突破可以推遲[28]。因此，Ka值越小，建議床層深度越長，以減少早期突破的機會。

N的值越大₀X0值越小，說明吸附材料的床層容量越大。但是，隨著床層深度的增加和柱內液體停留時間的增加，床層容量會隨著使用時間的增加而變化，使得吸附質分子在吸附劑內部擴散得更深。

表6為最低床高(X₀)，使Mn的突破濃度分別達到2.024和0.885 cm^{2 +}．吸附床具有較低的吸附速率常數K_一個對錳^{2 +}因此，需要較長的床層深度以防止早期突破。

重金屬離子	K一個(信用證(mg.min))	No（毫克/升)	Xo(厘米)	R2
錳2 +	0.103	133.748	2.024	1

表6去除Mn的BDST模型參數^{2 +}在香蕉皮吸附床上

BDST模型參數非常有用，可以在不進行進一步實驗室測試的情況下擴大不同流速的流程。原始流量與新流量之比可以乘以服務時間與地層深度曲線的斜率。

利用Thomas模型預測出水的突破剖麵，也可以實現吸附塔的成功設計。該模型使用簡單，是柱性能研究中常用的方法之一。Thomas模型采用Langmuir吸附-解吸動力學，無軸向分散和傳質動力學[28,29]。

吸附柱的Thomas模型表達式為:

\[\壓裂{{{C_t}}} {{{C_0}}} = \壓裂{1}{{\離開({1 + exp \離開({\壓裂{{{K_ {TH}}}} {Q} \離開({{q_0} - {C_0} {V_ {eff}}} \右)}\右)}\ )}} - - - - - 6 \]

其中C_o初始金屬離子濃度(mg/L)， C_t任一時刻的出水金屬離子濃度(mg/L) (t)， q₀為溶質的最大固相濃度(mg/g)， V_eff為流出量(mL)， M為吸附劑質量(g)， Q為流速mL/min, KTH為托馬斯速率常數(mL/mg)。分鍾)。

Thomas模型的線性化形式如下:

\ [ln \離開({\壓裂{{{C_0}}} {{{C_b}}} - 1} \右)= \壓裂{{{K_ {TH}} {q_0} M}} {Q} - \壓裂{{{K_ {TH}} {q_0} M}} {{{V_{滾開 }}}} - - - - - - - 6 b \]

哪一個可以簡化成

\ [ln \離開({\壓裂{{{C_0}}} {{{C_b}}} - 1} \右)= \壓裂{{{K_ {TH}} {q_0} M}} {Q} - {K_ {TH}} {C_0} t - - - - - - - - 6 c \]

將實驗數據擬合到Thomas模型和動力學係數KTH中，用回歸分析得到床層qo的吸附能力ln(C₀/ C_b-1)相對於t在6、12.4和17.8 cm吸附床和15 mL/min進水容積流量。

nfluent。回歸係數(R²)均較低，且床層吸附容量與床層深度呈隨機關係，說明Thomas模型不適用於描述Mn的吸附過程^{2 +}香蕉皮:在一定條件下的香蕉皮實驗數據與Thomas模型不符。KTH值隨床層高度的增加而減小，與[30]的研究結果一致，但與[31]的研究結果相反。

金屬	河床深度(厘米)	問o(毫克/克)	KTH(毫升/分鍾毫克)	R2
錳2 +	6	5866.500	0.002	0.240
	12.4	2489.913	0.001	0.926
	17.8	2631.586	0.001	0.738

表7:除去Mn的Thomas模型參數^{2 +}在不同床層深度和流速為15 mL/min的香蕉皮上

流量的影響:實際AMD流量對Mn吸附的影響^{2 +}在吸附劑床層深度為17.8 cm, Mn入口濃度為46.006的條件下，改變進水流量(15、30和45 mL/min)對香蕉皮吸附劑的影響^{2 +}．錳的^{2 +}從圖13的突破曲線可以看出，在流速為15 mL/min時，吸附床到達突破點的時間(約33分鍾)比流速分別為30和45 mL/min時的15和4分鍾要長。

圖13:Mn的突破曲線^{2 +}不同進水流量下的去除效果

較低的流速導致了較長的停留時間的液體，這允許更多的接觸時間之間的金屬離子和吸附劑。然而，高流速導致金屬離子吸收降低。這種減少可能是由於溶質沒有足夠的接觸時間與吸附劑相互作用，以及溶質進入吸附位點或孔隙的擴散率有限。這與[32]所做的工作一致。

通過記錄使用時間達到初始濃度的0.2%，繪製15、30和45 mL/min各流速的突破曲線數據，建立了BDST關係。然後，將服務時間(t)與河床深度為17.8 cm處的線速度繪製曲線，結果為線性關係，如圖14所示。BDST模型對重金屬離子生物吸附的有效性由較高的相關係數值(R²= 0.984)。

圖14:Mn的BDST圖^{2 +}身高178厘米

從截距和斜率出發，設計參數為N₀和K_一個如表8所示，在恒定的床層深度(H)和初始濃度(C₀）.

重金屬離子	K一個(信用證(mg.min))	No(毫克/升)	R2
錳	0.015	112.132	0.984

表8:Mn去除的BDST模型參數^{2 +}身高17.8厘米

高相關係數(R²=0.984))表明BDST模型在本研究中用於重金屬離子去除的有效性。

用作圖法將實驗數據擬合到Thomas模型中ln(C₀/ C_b-1)對t在不同流速(15,30,45ml /min)。由圖15a、圖15b、圖15c通過線性回歸分析得到相對係數和常數，根據公式4得到的結果如表9所示。

圖15:托馬斯模型圖去除錳^{2 +}在17.8 cm吸附床上

金屬	流量(毫升/分鍾)	問0(毫克/克)	KTH(毫升/分鍾毫克)	R2
錳	15	1993.318	0.002	0.929
	30.	27652.484	0.0003	0.938
	45	3945.964	0.001	0.386

表9:除去Mn的Thomas模型參數^{2 +}在香蕉皮上的流速和流速分別為17.8厘米

結果表明，q_oMn值^{2 +}隨流速的增加而增大，其中KTH值隨流速的變化是隨機的，不描述隨流速的變化趨勢。回歸係數為0.386 ~ 0.938。

結論

本研究的主要目的是探討香蕉皮作為低成本吸附劑在合成水、實際AMD和強化AMD條件下對重金屬的吸附潛力。研究了粒徑、接觸時間、質量負載、初始濃度、選擇性和pH值對反應的影響。對香蕉皮的形態轉化進行了研究。在不同流速和床層深度的固定床層結構中，研究了香蕉皮對AMD金屬的吸附。香蕉皮對錳有一定的去除能力^{2 +}AMD條件下。達到飽和的接觸時間約為60分鍾。分批處理時，香蕉皮對Mn的去除率可達60.70%以上^{2 +}Mn的濃度為43 mg/L時^{2 +}在AMD環境中，去除率保持相對不變，為59.49%。Langmuir法測定Mn的吸附量^{2 +}批處理體係中金屬離子含量為6.920 mg/g。Mn的吸附率^{2 +}隨pH的增加而增加。

粒徑的增大表明對Mn的吸附能力較差^{2 +}離子。去除率隨香蕉皮質量用量的增加而增加。去除效率隨吸附床深度的增加而增加，隨通過床流量的增加而降低。吸附床層深度較大，吸附位點較多，延遲了突破點的時間。相對高的流量具有更快的突破點;這是由於金屬離子與香蕉皮粉接觸時間短所致。研究表明，在本研究的所有條件下，實驗數據比Thomas模型更適合BDST模型。

不同床層深度(6、12.4、17.8 cm)的香蕉皮均能去除Mn^{2 +}Mn出水達到0.1 mg/L的標準。除去Mn的水的體積^{2 +}從46.006 mg/L到15 mL/min的出水標準(0.1 mg/L)，經過6、12.4和17.8 cm的床層深度分別為180、360和510 mL。因此，香蕉皮可以作為一種廉價的吸附劑去除錳^{2 +}AMD條件下。

參考文獻

1. Guj P(2012)礦產使用費和其他特定采礦稅。國際采礦和發展中心，澳大利亞。［Ref。］
2. McCarthy TS(2011)南非酸性礦井水的影響。中華科學雜誌第107期:1-7。［Ref。］
3. 鄭富B, Inyang HI, Daniels JL, Frank O, Struthers S(2010)煤礦開采的環境問題及其解決方案。科學技術(中國)20:215-223。［Ref。］
4. Md Kibria G, Quamruzzaman C, Ullah ASMW, Kabir AKMF(2012)孟加拉國Barapukuria地下采煤長壁開采對地下水的影響。J Mines and Fuels 60: 60-66。［Ref。］
5. Coulton R, Bullen C, Dolan J, Hallett C, Wright J，等(2003)萊傑礦井水活性處理廠的設計、建設和運行。陸地監測11:245-252。［Ref。］
6. Taylor J, Pape S, Murphy N(2005)酸性和含金屬汙水(AMD)的被動和主動處理技術綜述。5^th澳大利亞酸性礦井排水講習班，澳大利亞弗裏曼特爾。
7. Johnson DB, Hallberg KB(2005)酸性礦山排水修複方案:綜述。科學總環境338:3-14。［Ref。］
8. da Silveira AN, Silva R, Rubio J(2009)巴西南部酸性礦井汙水(AMD)的處理:比較活性過程和水回用。Int J礦工進程93:103-109。［Ref。］
9. Bajpai AK, Rajpoot M(1999)吸附技術綜述。科學通報58:884-860。［Ref。］
10. Montanher SF, Oliveira EA, Rollemberg MC(2005)通過吸附米糠去除水溶液中的金屬離子。危害雜誌117:207-211。［Ref。］
11. 馬夫洛夫V, Stamenov S, Todorova E, Chmiel H, Erwe T(2006)新型混合電絮凝膜法去除工業廢水中的硒。海水淡化201:290-296。［Ref。］
12. Al-Azzawi MNA, Shartooh SM, Al-Hiyaly SAK(2013)利用香蕉皮去除工業廢水中的鋅、鉻和鎳。伊拉克科學雜誌54:72-81。［Ref。］
13. 趙海萍，常春林，Nieva A(2014)重金屬在植物表麵的生物吸附柑橘最大值果皮、百香果殼和甘蔗渣放在固定床柱中。工業化學20:3408-3414。［Ref。］
14. El-Sayed GO, Dessouki HA, Ibrahiem SS(2011)玉米秸稈吸附去除水溶液中的Zn (II)， Cd (II)和Mn (II)。馬來雜誌肛門科學15:8-21。［Ref。］
15. 張穎，趙娟，薑錚，單丹，陸燕(2014)稻殼灰對水溶液中Fe (II)和Mn (II)離子的吸附。生物醫學研究國際2014:973095。［Ref。］
16. 伊克巴爾M, Edyvean RGJ(2004)絲瓜海綿固定化生物質對鉛、銅和鋅離子的吸附Phanerochaete chrysosporium．礦機工程師17:217-223。［Ref。］
17. Al‐Asheh S, Duvnjak Z(1995)銅和鉻的吸附曲黴屬真菌carbonarius．生物技術進展11:638-642。［Ref。］
18. Veli S, Alyuz B(2007)利用天然粘土從水溶液中吸附銅和鋅。有害物質學報149:226-233。
19. Falayi T, tuli F(2014)未活化凹凸棒土去除重金屬和中和酸性礦井水。工業化學20:1285-1292。［Ref。］
20. Anwar J, Shafique U, Waheed-uz-Zaman, Salman Md, Dar A，等。(2010)香蕉皮吸附去除水中Pb (II)和Cd (II)。生物資源技術101:1752-1755。［Ref。］
21. 吳燕，周傑，文燕，蔣玲，吳燕(2012)重金屬離子(Cu^{2 +}、錳^{2 +}、鋅^{2 +}，和Fe^{3 +})使用活性汙泥的水溶液:好氧活性汙泥與厭氧活性汙泥的比較。應用生物化學生物技術168:2079- 2093。［Ref。］
22. Giwa AA, Bello IA, Oladipo MA, Adeoye DO(2013)利用瓜皮吸附去除廢水中的鎘(Citrullus lanatus)種子。基礎應用科學2:110-123。［Ref。］
23. Inglezakis VJ, Lemonidou M, Grigoropoulou HP(2001)沸石填料床中的液體含率和流動分散。化學與工程56:5049- 5057。［Ref。］
24. 康善，李柱，文碩，金坤華(2004)Co .的競爭吸附特性^{2 +}、鎳^{2 +}，和Cr^{3 +}IRN-77陽離子交換樹脂在合成廢水中的應用。化學球56:141-147。［Ref。］
25. Vimala R, Charumathi D, Das N(2011)大型真菌去除工業廢水中Cd (II)的填充床柱研究側耳屬鴨嘴獸．脫鹽275:291-296。［Ref。］
26. 水務部(2013)根據1998年《國家水法》第39條(1998年第36號法案)修訂一般授權。政府公報。［Ref。］
27. Simate GS, Ndlovu S(2015)利用固定化木薯皮廢料生物質在填充床柱中去除重金屬。工業化學21:635-643。［Ref。］
28. Vijayaraghavan K, Jegan J, Palanivelu K, Velan M(2005)用褐藻分批和柱法去除水溶液中的銅Turbinaria華麗的．化學工程學報36(5):527 - 527。［Ref。］
29. 傅勇，Viraraghavan T(2003)染料在固定化溶液上的生物吸附柱研究黑曲黴真菌生物量。水SA 29: 465-472。［Ref。］
30. 陳鬆，嶽強，高斌，李強，徐旭，等。(2012)改性玉米秸稈吸附水溶液中六價鉻的固定床柱研究。生物資源技術113:114-120。［Ref。］
31. Chowdhury ZZ, Zain SM, Rashid AK, Rafique RF, Khalid K(2012)廢水中Mn (II)離子柱動態吸附的突破曲線分析Mangostana藤黃屬植物皮基顆粒活性炭。化學雜誌2013:1-8。［Ref。］
32. Hasfalina CM, Maryam RZ, Luqman CA, Rashid M(2012)紅麻纖維在固定床柱中吸附水溶液中的銅(II)。APCBEE程序3:255-263。［Ref。］

在此下載臨時PDF

條信息

文章類型:研究文章

引用:馬蘭古·金敏，辛梅特·GS, de Beer M (2018) Mn的吸附^{2 +}用香蕉皮從酸性礦井排水係統中提取國際J水廢水處理4(1):dx.doi.org/10.16966/2381-5299.153

版權:©2018 Mahlangu JM，等人。這是一篇開放獲取的文章，根據創作共用署名許可協議(Creative Commons Attribution License)發布，該協議允許在任何媒體上不受限製地使用、分發和複製，前提是注明原作者和來源。

出版的曆史:

收到日期:2018年6月28日

接受日期:2018年7月25日

發表日期:2018年7月31日