文摘

在这项研究中,从本地可用竹活性炭制备(Arundinaria阿尔)在埃塞俄比亚从废水中删除Pb (II)。等影响溶液的pH值、初始Pb (II)离子浓度和吸附剂剂量相应的调查和讨论,和一批吸附过程进行了基地。干Arundinaria阿尔干细胞被激活与氢氧化钾(KOH)比1:1 (w / v)和碳化炉三个温度范围(500oC, 600oC, 700oC)对3 h。的物理化学Arundinaria阿尔阀杆活性炭(AASAC)调查和500年的合成oC治疗设置找到理想的产量(40.6 g),灰(3.5%)、孔隙度(0.704%)、湿度(7.7%),碘值(814.69毫克/克)。进一步描述理想AASAC是由扫描电子显微镜(SEM), x射线衍射(XRD)谱和傅里叶变换红外(FTIR)。最优AASAC Pb(2)去除效率为99.8%在pH值5合成解决方案,但效率下降到60.42%在实际工业废水由于其混合污染物的存在本质。弗伦德里希比朗缪尔等温线模型是更有利的高相关系数(R2-0.9496)对Pb (II)吸附。AASAC的研究显示一个潜在的吸附效率消除Pb (II)离子的水溶液也推荐作为真正的工业废水处理的吸附剂。

1。介绍

重金属污染已成为全球重大问题。重金属污染来源来自各种炼油等行业的排放,农药、冶炼、采矿、电镀、制革、玻璃、除草剂、陶瓷制造业(1]。Pb (II)被认为是一种剧毒金属没有已知的生物功能和更高的浓度;它可以支持中毒,危险自然,因为它不能退化或破坏,往往具有(2,3]。具有风险不仅对人类还动物和植物,因为它严重的毒性作用,而且它一直是苦难的数量(背后的主要原因2,4]。不同的技术被用来去除铅离子的废水的解决方案,例如,壳聚糖,微生物的生物量,凝固,离子交换,浮选,沉积、复合材料、溶剂萃取、膜过滤、蒸发和反渗透2]。但是,他们有许多的局限性;例如,壳聚糖可怜的耐化学性和热机械性能(5]。尽管微生物吸附剂是环保与常规方法相比,他们有高的限制,如不完整的金属离子去除,能源消耗高,大量需求的营养,一代又一代的废物主要有毒副产品(6]。在这些方法中,使用agrobased活性炭吸附是广泛使用由于其高效,环保,简单,和成本效益2,7]。吸附剂的特点功能布局的主要因素是有效吸附金属离子的解决方案。因此,许多研究人员正在寻找不同的agrowaste和agromaterials制备的活性炭,可以用作吸附剂对重金属的去除工业废水或/和其他废水环境。因此,小说agrobased活性炭吸收金属离子的去除效率高、高吸附率是十分关注的。本研究试图探讨埃塞俄比亚bamboo-based铅去除活性炭作为替代选择。在埃塞俄比亚,天然竹林已经估计约100万公顷,是非洲大陆最大的大陆中占67%,占世界总数的7%8,9]。它生产年均茎增量8.5 -10吨(t每公顷)的烘干的问题和可能的收获3米尔斯t一烘干的生物量在可持续的基础上从1机。ha的竹子在埃塞俄比亚,假设择伐茎3年或以上的年龄。这可能是用来提供木制品的一部分,纸浆、家具、建筑、和能源需求的国家8,9]。对活性炭的需求增加由于效用的增加碳材料在污染控制。活性炭的应用是巨大的,需求和供给之间的差距不断扩大。探索有效的和低成本的活性炭可能有助于为未来的商业应用环境可持续性和提供福利。详细讨论了这一段,竹子的可用性代表活性炭厂的原料;因此,原材料很便宜。植物资源目前正在考虑为原料水污染处理由于其可用性和低成本(7,10]。

因此,研究的目的主要是围绕着生产的活性炭Arundinaria阿尔竹子作为一个本地丰富的材料和评估其吸附性能在Pb在不同的实验条件(2)删除。此外,这项研究的目的是调查的过程参数,即溶液pH值,初始Pb (II)浓度和吸附剂剂量。此外,实验数据受到调查的动力学和热力学分析的去除率Pb (II)的解决方案。

2。材料和方法

2.1。植物的收集和准备

的Arundinaria阿尔竹本工作中使用来自埃塞俄比亚西南部(Tepi Yeki区),位于纬度/经度7°3′N, 35°18′E海拔1700 - 2500米,年总降水量1678毫米的温度至少30°C和15°C。收集到的竹茎切成块和粒度的1.5 - 2厘米大小的粉状活性炭的生产。碎竹被随后蒸馏水清洗去除污垢事表面的竹干,然后,在烤箱干105°C / 24 h去除水分。然后,干样本与氢氧化钾丸浸渍1:1比例作为激活剂的混合物被关4 h和干15°C / 12 h (11]。

2.2。碳化对吸附剂的发展

浸渍干燥样品碳化在马弗炉(MF 106, NUVE)在三种不同温度的500°C, 600°C, 700°C 3 h (12]。获得碳在解剖器冷却24 h和0.1盐酸和蒸馏水反复洗,直到清洗是免费的从基础媒介;它必须到中立的媒体(pH H183141罗马尼亚)。干碳样本碎使用杵和臼获得所需的粒度(筛分粒度125µm模型ic - 205 /电动车、意大利)。合成材料是指定为AASAC1、AASAC2 AASAC3,基于温度设置为500°C, 600°C,分别和700°C。

2.3。表征AASAC

物理分析(水分、灰分、挥发分、比重、孔隙度的AASAC)是根据美国标准测试方法(ASTM) [13- - - - - -16]。理想的AASAC样品将进一步以SEM等分析技术,x射线衍射和红外光谱。SEM分析进行捕捉AASAC的形态结构(高压/ 20.0 KV),模型检查F 50,飞儿乐队美国;红外光谱(模型IRAffinity-1S)是用于识别官能团的竹活性炭如下:2毫克的AASAC粉和300毫克的无水KBr(溴化钾)。混合物是按下真空(液压机Model-15)以及4000年和400年之间的光谱记录厘米−1对材料的表面成分的评价。XRD (Miniflex 600 PxRD)是在铜Ka 40 15千伏/ 40 mA和电流。XRD模式收集扫描速率为4.2°C /分钟,结果分析了使用标准软件(起源2018 9.55版)。

2.4。批量吸附实验对Pb(2)删除

导致股票的解决方案(1000球型投手−1)是由溶解硝酸铅的1.5985 g, Pb(没有3)2在1000毫升蒸馏水。吸附实验在室温下进行了以批处理模式体积为250毫升。吸附实验执行在不同的操作条件如不同pH值(3、5、6),吸附剂剂量(1 g、1.5 g和2 g),和初始浓度(50球型投手−1100球型−1150年,球型−1)。微波等离子体原子发射光谱法(安捷伦4200 MP-AES)被用来测量剩余的金属离子浓度。Pb (II)切除的比例是在以下公式计算: 在哪里C0=初始浓度的吸附物和Ct=时间后最终被吸附物浓度(t)。

2.5。等温吸附实验研究

Pb (II)的吸附AASAC评估使用朗缪尔(方程(2))和弗伦德里希(方程(3))模型如下17]: 在哪里Ce被吸附物的平衡浓度(毫克L−1),问e是溶质的质量每单位质量的吸附剂吸附,问o是一个常数与吸附容量(mg g−1),Kl是实验常数。 在哪里Ce被吸附物的平衡浓度,问e是溶质的质量每单位质量的吸附剂吸附,然后呢kl和n弗伦德里希常数代表吸附剂的吸附容量和吸附的强度,分别。

2.6。Pb (II)去除效率的AASAC真正的工业废水

的废水收集油漆工厂(位于subcity Nefas Silk-Lafto,亚的斯亚贝巴)从均衡水箱三次为期五天的间隔。进行了吸附实验的操作条件如下在原来的pH值,吸附剂剂量2 g,接触时间120分钟。物理化学特性(pH值、浊度、BOD5废水的吸附前后被确定使用ASTM (18,19]。Pb(2)金属离子浓度测量使用微波等离子体原子发射光谱法(安捷伦4200 MP-AES)和吸附效率(%)按计算(1)。

3所示。结果与讨论

3.1。物理化学表征AASACs

合成的物理化学特征竹stem-based激活碳报道在表1。的含水率(7.70%对6.20%)AASAC直接影响碳化时间和温度。火山灰AASAC1的无机成分,是一种白色物质在竹碳完全燃烧;火山灰的百分比从3.51%上升到5.53%。低灰分含量会导致最小的无机杂质对孔隙的影响在激活过程中发展。先前的研究表明,质量应该低碳灰,但富含碳和波动。火山灰在活性炭是不可取的,作为一个杂质。灰可以通过竞争吸附和催化碳吸附干扰的不良反应(20.]。温度升高时,有机物质成为不稳定的热量提供能量的分子打破他们的结合和联系,一旦这些都折断了。

表1
物理化学和Pb(2)去除AASAC的特征。

孔隙度的下降趋势是观察到由于碳化温度增加反向与AASAC孔隙度的百分比,这可以归结为碳化期间大量的挥发性物质释放。焦油来源于半纤维素和木质素的降解不仅阻碍了孔隙结构也阻碍新孔隙的形成和发展导致低总孔体积和比表面积21]。AASAC碘值的影响吸附的结果显示减少碳的吸附能力值。这是一个迹象表明结构变形的开始,和活化温度对碘值有显著影响。提高温度到600°C和超越的减少会导致碘值值(22]。碘值的测量活动水平和微孔活性炭的内容;数字越大,表示一个更高程度的激活(23]。

3.2。碳化温度对去除效率的影响

AASAC产生的温度差生产去除效率的变化从97.9到77.5%解决方案包含100毫克L的初始金属离子浓度−15、AASAC剂量的2 g和pH值(表1)。清除的减少可能是由于减少AASAC从0.704%到0.6926%的孔隙度随温度增加,是由于热影响和缺乏活性部位的吸附剂;再激活可导致更高的碳前体或减肥形成的火山灰(24]。的最大孔隙度的最佳活化过程中发生。当过程是在高温下进行的,它取决于是否自然农业产品或现有的无定形碳结构一直心烦意乱。这种情况会导致不利的吸附条件或表现不佳的产品21]。基于三个样本的主要特征,AASAC1被发现是一个更好的吸附剂。因此,进一步的工具性特征和Pb (II)吸附研究只有继续AASAC1不同参数。

3.3。SEM分析AASAC1

AASAC1表面纹理和孔隙度的二次电子图像模式显示的存在一个有组织的维管束孔隙地区墙(图1(一))。活性炭表面有丰富的毛孔孔隙壁厚和圆形孔的特征。可以大孔隙表面的毛孔导致内部的分支微孔隙的活性炭25]。图1 (b)显示了粒子表面的某些部分的变化与本机biosorbent描绘,Pb (II)离子沉积为AASAC1总量。的表面性质AASAC1物理吸附的高度支持,它提供了一个活跃的网站积极的污染物,和离子很容易进入现有的毛孔,但交互可能不足以单独的污染物的解决方案。

(一)
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(b)
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图1
扫描电子显微镜照相术BMSAC1(前(a)和(b)后吸附)。
3.4。红外光谱分析AASAC1

红外光谱谱结果显示不同的表面官能团的存在AASAC1图2。官能团吸附剂的贡献显著提高吸附效率的活性炭表面络合作用[26]。山峰在特定波数的分配表中列出2。乐队观察到1630厘米−1分配给C = C键(烷烃),和乐队1315和1210厘米吗−1被分配到切断拉伸(醇、醚、酸和酯)(27]。这些峰值对应于不同的官能团可能网站被吸附剂吸附的金属离子。峰值强度表明,尤其是哦组,切断伸展的酒精、乙醚、羧酸酯,h的一级或二级胺、胺、酰胺- h弯,C = C的烯烃可能发挥重要作用在Pb (II)的吸附水溶液。这些官能团包含 - - - - - -电子是电子或孤氮或氧丰富,他们可以协调导致吸附的金属离子28]。许多波数AASAC1吸附(图后发现不同2(b))吸附前相比,这是归因于在吸附过程中转变。


图2
红外光谱谱BMSAC1(前(a)和吸附后(b))。
表2
AASAC1吸附前后的红外光谱谱特征。
3.5。XRD分析AASAC1

使用x射线衍射调查国产AASAC1的表面结构,基于衍射模式;水晶和石墨结构的矩阵进行了分析。图3显示7广泛激烈的山峰大约35岁,45岁,50岁,52岁,69年和72年。形式的峰2Θ= 35度变化的低角度的情况下KOH-activated AASAC1,这意味着他们的非晶态结构加强。换句话说,他们的石墨微晶破坏更严重,这可能会导致毛孔扩大,因为墙是含有石墨微晶(29日]。


图3
BMSAC1的XRD分析。
3.6。溶液的pH值对吸附过程的影响

的去除效率大大增加酸度3(70.37%)5(99.8),然后稍微降低pH值6(90.8%)(图4(a))。这些现象属性的交互与AASAC1正离子表面金属离子。在高于7,Pb (II)离子的沉淀发生(30.]。这种趋势可以解释根据吸附剂的表面电荷和物种形成的Pb (II) (17]。在低pH值,吸附剂的表面被H包围+离子可以与Pb (II)离子表面吸附网站,从而防止Pb (II)离子吸附剂上的结合位点。随着pH值的增加,一些吸附网站deprotonated和Pb (II)离子吸附与H+离子,当pH值高于5 H之间的竞争+和铅(2)离子表面吸附网站减少。同时,碳表面的负电荷密度增加,由于去质子化的H+离子包含网站,从而提高对Pb (II)离子吸附能力(30.]。研究人员还发现删除的获得的最佳pH值在5.50 Pb(2)基于灵敏度31日,32]。pH值显著影响吸附行为;它会导致金属的降水很可能发生在环境与高pH值(7)以上,也有碳酸盐、硫或磷,它可以反应(33]。上面,pH值中性区域,Pb (II)吸附很低因为沉淀的物质(34]。

(一)
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图4
pH值的影响,Pb (II)离子浓度和吸附剂剂量BMSAC1 Pb(2)去除效率的综合解决方案。
3.7。初始金属离子浓度对吸附的影响

Pb (II)观察去除效率最佳为99.8%至50毫克L−1,发现被降低为98.2(100毫克L−1L)和94.2(150毫克−1)的增量Pb (II)离子浓度也增加了可用的分子数量/吸附剂(图的结合位点4(b))。初始金属离子浓度的增加增强了金属分子之间的相互作用和吸附剂的表面35]。意义,它提供了一种动力来克服biosorbent和生物吸附介质之间的传质阻力。初始浓度的影响是更有效地低铅(2)浓度。这是因为在低铅(2)浓度、吸附网站的比例意味着离子溶液中总高,因此所有的Pb (II)可能与吸附剂,最后被删除从解决方案30.]。增加更多的离子浓度和相同的电荷吸附和争夺相同的吸附。这可能导致离开许多离子而不吸附,降低去除的效率增加的Pb (II)离子的浓度。在更高的初始溶液浓度,总的可用吸附网站是有限的,因此导致减少的百分比去除金属离子的36]。

3.8。AASAC1剂量对铅的去除效率的影响(2)

确定一个合适的吸附剂剂量被认为是一个重要的参数,以确保最佳的吸附而不丧失吸附剂。吸附剂剂量的效果显示在这项研究中97.9%的去除效率为1和1.5 g吸附剂剂量提高到99%;然而,观察略有增加(图2 g吸附剂剂量4(c))。金属的百分比与吸附剂剂量的增加,这些增加的重金属37]。由于金属离子的数量是恒定的,上面增加吸附剂的量量,可以完全吸附金属离子没有明显效果的进一步提高吸附百分比(25]。删除金属比例迅速增加与增加剂量的吸附剂由于更大的交换网站的可用性或表面积(38]。

3.9。Pb (II)浓度、剂量,效果和pH值与去除效率(%)

三个独立变量的交互作用,初始Pb (II)离子浓度、pH值的解决方案有间接关系,每个条件从50毫克L−1L到150毫克−1,虽然有一个常数吸附剂剂量(2 g),较低的pH值(3)%去除效率,而在低初始Pb (II)离子浓度,去除效率增加,高于50毫克L−1初始浓度的去除效率开始下降,在图5(一个)。不同pH值的独立变量和吸附剂剂量而初始Pb (II)离子浓度是常数,这两个变量的pH值(3 - 5)和吸附剂剂量从2 g (1 g),它增加了AASAC1去除效率;然而,在一个特定的pH值> 5,它开始缓慢的去除效率AASAC1(图5 (b)),原因已在上一节中讨论。

(一)
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图5
3 d绘图联合因素对去除效率的影响。Pb2 +在去除(a)浓度和pH值和初始吸附剂剂量和pH值删除(b)。
3.10。平衡吸附研究

吸附研究描述与吸附剂和被吸附物的相互作用之间建立平衡吸附金属离子和残留在表面吸附溶液中的金属离子。情节在图6(一)有一个R2值为0.9232时的斜率和截距值0.2091,分别。弗伦德里希参数(Kf和n)Pb (II)离子的吸附到AASAC1决心的斜率和截距值平衡数据安装在这个等温线这意味着它有一个更大的R2Pb (II)的价值,表明吸附金属离子吸附剂的研究是有利的。回归系数的价值就越高R2= 0.9496(图获得了6 (b))对金属离子的吸附铅离子(II)。很明显,铅的吸附到bamboo-activated碳来自这些吸附剂遵循弗伦德里希等温线模型。

(一)
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图6
朗缪尔(a)和弗伦德里希(b)吸附等温线的吸附铅(II) BMSAC (pH值:5,吸附剂剂量:2 g和接触时间120分钟)。
3.11。AASAC1实际工业废水的效率

总之,这个实验是进行真正的浪费样品检查吸附剂的实际废水的可行性。涂料行业废水处理AASAC1显示显著改善其理化特性(表3)。废水最初包含2.99 ppm的Pb(2)金属离子减少到1.185 ppm,处理废水的pH值接近6.5与AASAC1吸附后。然而,AASAC1去除效率的合成溶液(99.8%)下降到60.42%在实际工业废水。这是由于合成废水含有单个离子的性质,真正包含混合废水的污染物去除效率的影响的解决方案竞争吸附剂网站。

表3
真正的涂料工业废水未经处理和治疗特点。

4所示。结论

这项研究集中在Pb (II)离子从溶液用埃塞俄比亚竹活性炭上扩展应用程序真正的油漆工业废水。AASAC1表示其优秀能力的特征把Pb (II)从水溶液和平均在涂料行业废水的能力。在测试操作参数条件下,更好的发现是2 g吸附剂用量范围,200 rpm搅拌速度120分钟的接触时间,和pH值5。在较低温度为500°C和更多的持有时间(3 h),观察到更大的碘值记录,残留挥发物完全释放,已经开发出更多的微孔结构。更大的R2值表示Pb (II)离子的吸附AASAC1有利于弗伦德里希等温线。AASAC1介导吸附的研究表明,有效的去除Pb (II)离子从合成溶液。然而,它建议深入分析和进一步的研究了解其实际工业废水的应用程序行为。

数据可用性

数据可从相应的作者。

的利益冲突

作者没有利益冲突。

确认

作者要感谢埃塞俄比亚路权威的金融支持。