当前的世界环境

介绍

自从过去5年以来，由于快速工业化而导致的环境污染创造了更现代的问题。行业有很大的潜在前景，导致流，河流，湖泊和海洋污染，从而导致增加重金属的重金属（Sahu等，2009）。通过工业，军事和农业过程（AJMAL，ALI KHAN RAO和Siddiqui 1996）发生有毒重金属的环境污染。通过造成累积的积累，由于将重金属排放到溪流中，对环境构成的严重威胁。食物链掺杂。由于Ni，Zn，Cu，Cd，Cr和Hg等重金属的存在引起的毒性即使在痕量的量中也有毒。由于各种活动产生的金属物种，当释放到环境中，它们持续增加（Chand，Agarwal和Kumar 1994）。它是监测世界卫生组织（世卫组织）在饮用水，废水和用于农业和娱乐用途的水中的允许限制范围内的允许限额的级别。Cr（VI）和Cr（III）是铬的两个稳定的氧化态。由于它有害，CR（vi）状态是特别的兴趣。热力学稳定的铬酸盐（CRO42-）和二聚角（CR2O7 2-）阴离子在宽的pH范围内变化是排出到周围环境中的通常的六价铬废物。Cr（vi）化合物是有毒的，导致人类的肺癌，肾脏，肝脏和皮肤损伤（Kousalya，Gandhi和Meenakshi 2010）。 As per Indian standards the acceptable limit of Cr (VI) that is to be discharged from industrial effluents to surface water is 0.1 mg\L. The maximum acceptable limit of the chromium content in drinking water is 0.05 mg/L. Various treatment skills have been developed for removal of organics and toxic heavy metals from both domestic and industrial wastewater (Mohan and Singh 2002). The widely used physico-chemical techniques to treat wastewater includes adsorption, ion-exchange, electrodialysis, chemical reaction, filtration, coagulation/flocculation, reverse osmosis etc. (Sahu et al. 2009) (Owlad et al. 2008). Choice of reliable treatment method depends upon effluent characteristics such as flow rate, pH, temperature, heavy metals, and trace organics. Physico-chemical processes are found to be more advantageous compared to biological processes. Physico-chemical treatment processes remain unaffected even in the presence of toxic wastes such as heavy metals, however, biological treatment processes fail to function in case of wastes such as inorganic or non-biodegradable in nature. The present study aims to examine the adsorption characteristics of LG intended to be used as an adsorbent for removal chromium size ranging from 0.6 mm to 1.18 mm in synthetic wastewater treatment. In general laterite is red colored, highly weathered acidic soil, rich in sesquioxides, iron oxide and alumina and possesses low cation exchange capacity due its weathered nature (Maji, Pal, and Pal 2008). LG was found to be a suitable low cost adsorbent for arsenic and fluoride removal by many researchers (Maiti et al. 2013), (Srinivasa Rao, Anand, and Venkateswarlu 2010)(Sanjoy Kumar Maji et al. 2007), (Sarkar et al. 2006). However, it was found that, as soil particle size decreases adsorption efficiency increases. Small size particles at the times creates operational difficulties, for e.g., (Sarkar et al. 2006) separation of finer laterite particles by filtration during batch operation, choking of laterite bed during column operation (Sarkar et al. 2006). Limited studies have been carried out on the adsorption performance of LG of particle size ranging from 0.5 mm to 10 mm.

材料和方法 吸附剂的制备 红土原粒制备(LG)

LG是从卡纳塔克邦苏拉特卡尔地区采集的。收集的谷物用自来水冲洗几次，以去除腐烂的有机物、虫子、沙子、灰尘等不良层。然后将样品风干2- 3天。将部分风干样品压碎，得到粒径小于425µ的土壤，用于土壤表征研究。将得到的土壤清洗20- 30次，以去除铁红，最后风干2-3天，并保存在密封容器中，以避免进一步吸湿。(Sanjoy K Maji, Pal, and Pal 2007)。

酸活化红土的制备

Cr（VI）的吸附研究也在Aalg土壤中进行。将50g用平均粒径的颗粒尺寸和100ml 0.2n HCl溶液中制备的50g原料后岩（RL）加入250ml玻璃烧杯中。将酸 - 红土混合物在300rpm下机械搅拌2.0小时。将混合物在室温下进一步保持24小时。将固体级分在烧杯中取出并用蒸馏水洗涤。进行洗涤直至洗涤水的pH达到约6.5。最后，AAL是阳光干燥，筛选在0.6和1.18 mm之间的所需尺寸分数（MIATI，BASU和DE）

土壤描述测试

为了表征与根据标准方法（APHA，2005）进行的土壤样品相关的土壤样品的吸附化学分析的参数表征土壤。R1和AAL土壤样品的特征在于二氧化硅含量，氧化铝含量，氧化铁含量，有机物质含量，碳酸盐含量和pH值_ZPC.．表1。给出了用于土壤化学分析的土壤表征方法。

表1:土壤表征方法

Sl。	土壤特征	方法	参考
1	二氧化硅（％）	重量	是：2720（第25部分） - 1982年（1982年土壤工程和摇滚力学委员会）
2	氧化铝（％）	重量
3.	氧化铁(%)	泰诺特方法	（瓦格纳，聪明，彼得斯1947）
4.	有机质含量	滴定法	是：2720（第22部分） - 1972年第1.（1972年土壤工程段委员会）
5.	碳酸盐含量	滴定法	（Rowell 1994）
6.	phZPC.	质量滴定法	（Reymond和Kolenda 1999）

被吸附物的制备

对于该研究，合成制备的金属溶液用于评估LG的吸附效率。对于铁和六价铬离子，如下所述的截面中所述制备吸附溶液。

铁离子溶液

以硫酸亚铁铵(Fe (nhh))为原料，制备了100 mg/L的原液铁离子(Fe (III))_4.）₂（所以_4.）₂.6H.₂o）。最初将20ml浓硫酸转移到50ml去离子水中，将1.404g硫酸亚硫酸亚硫酸铁溶于其中。然后使用0.1n kmno进行滴眼液_4.直到呈现出淡粉色。添加过量的KMnO_4.硫酸亚硫酸亚烃溶液确保铁离子完全氧化到铁离子。由于制备的铁离子溶液本质上是酸性的，因此在溶解形式中存在铁离子。然后将溶液稀释至1000ml，得到100mg / L的铁溶液。从储备溶液中，通过使用去离子水稀释制备所需浓度的铁离子溶液。

六价铬溶液

约282.8毫克重铬酸钾(K₂CR.₂O._7.)溶于100ml蒸馏水中，铬(Cr (VI))浓度为500mg /L。由此，用去离子水稀释制备所需浓度的Cr (VI)离子溶液。

吸附分析

对铁离子的分析采用PC Spectro - Lovibond光谱仪，六价铬分析采用双束分光光度计，如表2所示。

表2：吸附分析方法

金属离子分析	标准方法/程序	参考
铁离子分析	铁硫氰酸酯比色法评价	（Wagner等人1947）
六价铬的分析	六价铬的测定(比色法)	（美国环境保护局2004）

吸附的研究方法 批量学习

进行吸附批量研究以研究批次模式的红土晶粒的吸附行为。批量研究旨在开发吸附等温线，并研究pH，吸附浓度，吸附剂剂量和接触时间对吸附除去的影响。对于每次试验，从已知浓度和pH的储备溶液中制备25ml六价铬和60ml铁离子，具有所需的红箱剂量。将其置于300ml BOD瓶中，放入闪光混合器中，以220rpm的固定速度搅拌，以进行所需的接触时间。所有试验均使用去离子水进行。0.1 n naoh和0.1n h₂所以_4.用于将吸附溶液的初始pH调节至所需值。在所需的接触时间后，通过滤纸过滤溶液并分析吸附浓度。使用下面给出的QUA1计算吸附剂吸附剂和吸附容量的百分比。

在哪里C_O.=吸附酸盐初始浓度(mg/L)C_F=吸附酸盐最终浓度(mg/L)

列研究

采用固定床柱法研究了连续流动过程中Fe (III)和Cr (VI)离子在红土颗粒上的吸附。实验是在直径2.5厘米、总高度超过50厘米的玻璃柱上进行的。柱内填充吸附剂，两层玻璃棉之间的高度超过30厘米，如图1所示

图1：专栏研究的实验设置 点击这里查看图

所使用的玻璃棉没有参与吸附过程，而是用于确保卫星层的适当定位并得到均匀的吸收溶液流在吸附剂上。为了使流速通过样品，代替使用入口进给泵，在放置在合适高度的容器中提供金属溶液。金属溶液通过重力通过柱。对于所有吸附试验，将柱高保持为30厘米，并且将流速保持为5mL / min。为了研究初始吸附浓度对吸附时的效果，对两种不同的初始金属离子浓度进行柱研究。对于铬研究进行初始吸附浓度为5mg / L，10mg / L和铁离子柱行为为2.5mg / L.为了确定吸附程度，从最高的时间间隔从吸附柱取样，从最底部出口取出样品。然后分析所取的样品以评估其存在的Cr（VI）或Fe（III）的残留量。整个柱实验在合适的时间内进行，直到最底部出口的流出浓度达到流入浓度的80％。对于特定的吸附物，所有吸附实验在相同的吸附柱上（没有吸附剂被替换）。 After each adsorption experiment, the adsorbent was suitably down, washed with copious amounts of deionized water for a suitable time period.

结果与讨论

本节讨论在LG和AALG上对六价铬和铁离子进行土壤特性测试、批处理和柱研究的结果。

土壤表征测试结果

如表3所示的LG和AALG对土壤表征试验的结果。

表3：土壤特征

Sl.没有	土壤特性	价值
		LG.	Aalg.
1	二氧化硅（％）	50.7	56.4
2	氧化铁（Fe2O.3.）（％）	29.34	24.6
3.	氧化铝（％）	8.1	6.8
4.	有机碳含量（％）	0.29	0.06
5.	碳酸盐含量(%)	4．5	1.3
6.	phZPC.	5.95	4.

AALG导致氧化铁，氧化铝，有机碳，碳酸盐含量和pH降低_ZPC.LG。所有这些变化都可以导致AALG土壤颗粒的孔隙体积和比表面积增加，从而可以增加与原始的红岩晶粒相比的吸附能力。

LG和AALG上六价铬的吸附研究 LG和AALG的吸附批次研究

为了提高吸附效率，建立吸附等温线，进行了批量研究，确定了吸附剂的最佳用量、pH、接触时间和吸附质浓度。

LG和AALG用量的影响

吸附剂用量对LG和AALG的影响如图2所示。实验研究在室温下，初始吸附剂浓度为10mg/L，吸附剂用量-1 ~ 6g, pH 7.0，接触时间1h。去除率随吸附剂用量的增加而增加。当最佳投加量为6g时，LG和AALG吸附剂的去除率分别为38%和78%。

图2:百分比变化 添加LG和AALG后，去除率提高 点击这里查看图

pH对LG和AALG的影响

pH对LG和AALG的影响如图3所示。实验研究在室温下，初始吸附剂浓度为10mg/L，吸附剂用量为6g, pH为- 2 ~ 8，接触时间为1h。LG和AALG的吸附行为随pH值不同而不同。与LG相比，AALG对六价铬的去除率随pH的增加而增加。pH- 7时AALG的去除率最高，为78%，pH-2时LG的去除率最高，为53%。研究认为，AALG吸附剂比LG吸附剂更有效。

图3：百分比的变化 用pH去除LG和AALG 点击这里查看图

接触时间对LG和AALG的影响

接触时间对LG和AALG去除率的影响如图4所示。和5。脱除率随接触时间的增加而增加，2h后达到平衡。平衡时间比LG增加1小时。Cr (VI)的界面开始是快速的，但需要相当长的时间才能达到平衡。虽然用AALG在30 min内达到了80%的Cr (VI)最大吸附量，但只有在120 min后才能达到平衡。从图中还可以明显看出，平衡去除率几乎与初始吸附质浓度无关。

图4百分比的变化 用接触时间去除LG 点击这里查看图

初始吸附浓度Lg和Aalg的影响

浓度对Lg和Aalg的去除效率的影响如图6所示。可以看出，当初始铬浓度从2.5mg / l增加到5mg / L时，均衡百分比去除增加，然后除去效率几乎恒定，浓度高达20mg / L对于AALG。获得的去除率高于所有浓度的Lg获得的百分比。获得从5mg / L至20mg / L的吸附浓度的近80％的去除效率。Aalg上除去百分比的增加低于LG。在2.5mg / L的情况下，发现去除率为9.29％，并且在较高的初始吸附剂浓度为20mg / L，Lg发现34.04％的去除效率。

图5百分比的变化 带接触时间的AALG拆卸 点击这里查看图

吸附等温线LG和AALG

通过批量吸附研究获得的平衡吸附数据被拟合为两个最常用的吸附等温线Frendulich和Langmuir。线性化的等温线图如图7和图8所示。等温线系数和相关系数(R²）在表4中给出。相关系数（r²对Freundlich等温线和Langmuir等温线，LG的值分别为0.997和0.950，说明这两种等温线模型在解释Cr (VI)吸附行为方面都是可行的²获得的AALG的价值为Freundlich和Langmuir等温物的值为0.95和0.126，表明等温模型无法解释吸附行为。与Langmuir模型的分歧可能是由于

图6：去除百分比的变化 初始浓度为LG和AALG 点击这里查看图

图7:Freundlich和Langmuir等温线 铬在LG上的吸附 点击这里查看图

图8：Freundlich和Langmuir等温线 铬在AALG上的吸附。 点击这里查看图

表4：LG和AALG的吸附等温线系数

LG.
Freundlich.			兰姆尔
K.F	1 / n	R.2	一种	B.	R.2
0.006.	0.723	0.997	0.08	0.082	0.950
Aalg.
Freundlich.			兰姆尔
K.F	1 / n	R.2	一种	B.	R.2
0.0133	0.895	0.95	-0.00029	-3.6 * 10 ^-6	0.126

LG和AALG的柱研究

在色谱柱研究中，LG和AALG均以5 mL/min的固定流速在柱床顶部连续注入已知初始浓度为5mg/L、10 mg/L和pH=7的六价铬溶液。出水吸附质浓度(C)与初始浓度(C_0.)逆时间流动(T.）突破曲线（BTC）。图9描绘了在Lg和Aalg上为吸附浓度5ppm和10ppm获得的突破性曲线。c / c_O.发现值随着吸附浓度的流动时间的增加而增加，这意味着随着时间的推移而增加的Cr（VI）的量增加。栏的突破点被拍摄为C / C的点_O.价值变为0.8。吸附柱在76分钟和42分钟的5mg / L和10mg / L中实现突破，即，柱子以更快的速度实现突破。

图9:列突破 lg和aalg的曲线。 点击这里查看图

AALG的突破曲线较RL的平坦。C/C没有明显增加_0.对于前20分钟的流量的AALG值，这表明在RL的情况下随着时间的推移，流出质量突然降低。该柱分别在150分钟和130分钟的5mg / L和10mg / L的断裂点。与LG相比，观察到5mg / L和88分钟的断裂点时间增加74分钟。表5. LG和AALG列研究中获得的总百分比去除和吸附能力。

表5:LG和AALG吸附柱性能

C0.(毫克/升）	LG.				Aalg.
	问：广告（mg）	m全部的（mg）	R (%)	问：eq.（mg / g）	问：广告（mg）	m全部的（mg）	r（％）	问：eq.（mg / g）
5.	0.82	2.2	37.2	0.0045	3.062	3.75	81.6	0.0170
10	0.95	2.8	34.0	0.0052	5.575	7.5	74.3.	0.031

问：_{广告 =}总吸附质被吸附在柱内;m_全部的=通过柱通过的总吸附物;问：_eq.=吸附质在1 g吸附剂中被吸附;(R%)=总去除率表明，去除率(R%)和吸附量(q_eq.）对于Aalg而显着增加。得到54.39％的去除率的增加，得到5mg / L，得到约40.27％的10mg / L.在吸附表面上Cr（VI）之间的浓度差异是吸附的驱动力，其解释了通过初始金属浓度的增量降低突破时间的原因。通过提供通过高初始浓度的吸附离子提供的传质过程的较大驱动力，可以吸附较高量的金属。扩散系数的增加是由于较高浓度的差异，其中在从溶液中快速地将金属传输到吸附剂上发生。

铁离子对LG-分批研究的吸附研究 LG吸附批量研究．

对Fe (III)离子在LG上的吸附进行了研究。批量研究是在恒定的pH值为3的条件下进行的。当pH超过3时，与调节pH的氢氧化钠反应，导致氢氧化铁沉淀。

红土掺量的影响

吸附剂用量对铁离子去除率的影响如图10所示。吸附剂用量在0.5 ~ 3g范围内变化，pH-3，初始浓度为10 mg/l，接触时间为60 min，吸附剂的去除率随红土用量的增加而增加。当最佳投加量为2g时，去除率LG为58%，之后去除率基本不变。因此，以红土用量2 g为最佳用量，在相同的吸附剂用量下进行进一步的吸附研究。

图10:吸附剂的效果 百分比去除剂量 点击这里查看图

接触时间的影响

接触时间对铁离子去除效果的影响如图11所示。接触时间从15 min-60 min，初始浓度5 mg/L到20 mg/L, pH-3，剂量- 2 g。初始去除率随接触时间的增加而增加。这一趋势在接触时间为45分钟后继续，之后的去除率几乎保持不变，表明体系达到了平衡。与吸附质初始浓度无关，平衡接触时间为45 min

图11：百分比变化 用接触时间删除 点击这里查看图

吸附酸盐初始浓度的影响

初始吸附物浓度去除铁离子的影响如图12所示。初始吸附物浓度从2.5mg / L至20mg / L，pH-3，剂量-2g和接触时间-45分钟变化。发现去除率随着初始铁离子浓度的增加而降低。随着吸附物浓度的增加2.5mg / L至20 mg / L，除去百分比降低50.43％。获得84.5％的最大均衡百分比，用于2.5mg / L的铁离子浓度。

图12:去除百分比的变化 初始吸附剂浓度。 点击这里查看图

吸附等温线

从铁离子的分批研究获得的平衡吸附数据配合到Freundlich和Langmuir等温线中，并且所获得的图如图13所示。表中给出了等温系数和相关系数。6.可以观察到Langmuir模型适合吸附数据，而Freundlich模型在相同中失败。此外，对于Freundlich等温线获得的相关系数是0.453并表示数据和等温模型之间的相关性差。

图13：Freundlich和Langmuir等温线 将铁离子吸附到Lg上。 点击这里查看图

表6:铁离子吸附等温线系数

Frendulich等温常数			Langmuir等温队常数
K.F	1 / n	R.2	一种	B.	R.2
0.22	-0.282	0.453	0.1658	0.922	0.901

红土土壤中杂草柱研究的吸附研究

在列研究中，已知初始浓度2.5mg / L的铁离子溶液，并在柱床顶部以5ml / min的固定流速连续进给pH-3。用于吸附浓度为2.5mg / L的突破曲线如图14所示。c / c_0.值在0.1左右，在实验开始时逐渐减少到0.002。90分钟后C/C_0.开始增加，说明出水中铁离子数量增加。经过420 min的流动后，柱内出现了突破现象。这可能是由于吸附质浓度增加导致吸附效率降低，也可能是由于柱内完全饱和导致吸附位点失效。Table.7。给出了2.5mg/l浓度下的总去除率和吸附量。

图14：铁离子的柱突破曲线 点击这里查看图

表7：铁离子的吸附柱性能

CO.（ppm）
	问：广告（mg）	m全部的（mg）	r（％）	问：eq.（mg / g）
2.5	3.42	5．5	62.27	0.019

2.5 mg/l时，总去除率为62.27%，低于分批法，与Cr (VI)的去除率相似。对于Fe (III)，分批法的吸附效果优于柱式吸附。

结论

在本研究中，使用Lg和Aalg作为吸附剂，实现从水溶液中取出Cr（VI）和Fe（III）。在分批研究中，将发现LG和AALG用于去除Cr（VI）的最大去除效率为48％和78％，初始吸附剂剂量2g / L，pH-7和接触时间60分钟。Cr（VI）和Fe（III）的吸附由Langmuir，Freundlich等温线模型评估。CR（vi）对LG的吸附跟随Freundlich和Langmuir等温线模型，而Aalg的吸附仅为Freundlich模型。传铁离子的吸附行为表现出偏离Freundlich模型的偏差，而发现它与Langmuir模型同意。从红外塔获得的Cr（VI）去除效率比在批料中获得的效率小。随着吸附浓度的增加，红外塔的去除效率降低。LG列实现了比AAL更快的断点，指示比AALG可以完成去除比LG列更大的时间段。发现铬和铁离子的柱去除效率小于通过批量模式获得的除去的柱。从整个工作中，可以得出结论，在0.6mm和1.18mm之间的尺寸的尺寸的后卫颗粒在从水溶液中除去Cr（vi）而且是低吸附浓度的有效吸附剂的有效吸附剂。AALG可以显着提高去除效率，并且可以在两批和柱模式下充当有效的吸附剂。

浓度

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