Гидроцинкит на основе кремнезема и гидротальцит с интеркалированным карбонатом для высокоэффективного удаления ионов Pb (II) с помощью реакций превращения в осадок

Аннотация

В данной работе гидроцинкит и Zn / Al-CO ₃ ^2– гидроталькит, нанесенный на аэрогель кремнезема, получали простым и экономичным способом и использовали в качестве адсорбентов для удаления Pb (II). Гидроцинкит на носителе и Zn / Al-CO ₃ ^2– гидроталькиты обладают ультратонкой толщиной, большой площадью поверхности и слабой кристалличностью. В экспериментах по периодической адсорбции Pb (II) адсорбенты с более высоким содержанием Zn (II) показали более высокую адсорбционную способность Pb (II), а данные по адсорбции хорошо согласуются с моделью изотермы Ленгмюра и кинетической моделью псевдо-второго порядка, что указывает на механизм поверхностной хемосорбции. Адсорбционная способность, рассчитанная на основе модели изотермы Ленгмюра, составляет 684,9 мг / г и 555,6 мг / г для нанесенного гидроцинкита и Zn / Al-CO ₃ ^2– гидроталькита, соответственно, выше, чем адсорбционная способность других адсорбентов на основе гидроталькита и большинства других неорганических адсорбентов, о которых сообщалось ранее. Пики дифракции XRD гидроцинкита и Zn / Al-CO ₃ ^2– гидроталькит исчез после адсорбции, и частицы Pb (II) были равномерно диспергированы в адсорбентах в форме Pb ₃ (CO ₃ ) ₂ (ОН) ₂ Доказано с помощью ПЭМ, картирования EDS и рентгеноструктурного анализа, демонстрирующих природу адсорбции - это преципитация гидроцинкита или Zn / Al-CO ₃ ^2– гидроталькит в Pb ₃ (CO ₃ ) ₂ (ОН) ₂ . Эти результаты демонстрируют синергетический эффект удаления Pb (II) CO ₃ ^2– и ОН ^- полученный из гидроцинкита и Zn / Al-CO ₃ ^2– гидротальциты вместе с их ультратонкой толщиной и большой площадью поверхности обеспечивают превосходные свойства адсорбентов.

Фон

Загрязнение тяжелыми металлами (например, Pb, Cd и Hg) в системах водоснабжения и поверхностных водах вызывает серьезные проблемы для окружающей среды и здоровья живых организмов и уже много лет является серьезной проблемой во всем мире [1, 2]. Для удаления высокотоксичных ионов тяжелых металлов из воды использовались различные технологии, включая химическое осаждение [3], адсорбцию [4, 5], ионный обмен [6, 7] и др., Среди которых адсорбция является наиболее широко применяемой. из-за простоты работы, высокой эффективности [8, 9] и небольшого влияния на среду выживания водной биологии, такую как pH [10], для которого будут большие колебания при удалении ионов тяжелых металлов путем химического осаждения с использованием высоких концентраций осадителя. реагенты. По этим причинам был разработан ряд абсорбирующих материалов, таких как неорганические материалы [11,12,13,14,15], полимеры [16], биоматериалы [17, 18] и сорбционные смолы [7, 8]. применяется для адсорбции токсичных ионов металлов из сточных вод. Однако все еще существуют некоторые проблемы, которые ограничивают подход к адсорбции, такие как ограниченная площадь поверхности и соответствующая низкая адсорбционная способность для большинства адсорбентов. Следовательно, желательно изучить новые адсорбирующие материалы с большой площадью поверхности для удаления ионов тяжелых металлов с высокой эффективностью.

Гидротальциты (HT, также называемые слоистыми двойными гидроксидами), состоящие из многослойных октаэдрических слоев типа брусита, которые состоят из гидроксидов двух и трехвалентных металлов с анионами и молекулами воды, занимающими межслоевое пространство, широко используются для адсорбции различных анионов посредством ионного обмена [ 19,20,21]. Эти материалы также изучались как сорбенты и поглотители катионов тяжелых металлов из вод в последние годы [22,23,24,25,26]. Низкая стоимость, простота приготовления и высокая сорбционная эффективность делают эти материалы пригодными для применения в области очистки сточных вод [27, 28]. Сами HT могут адсорбировать токсичные катионы металлов тремя путями:(1) изоморфное замещение ионов двухвалентных металлов в кристалле HT токсичными ионами двухвалентных металлов с аналогичными ионными радиусами в растворе [24, 27]; (2) взаимодействие гидроксида металлов (в основном гидроксидов двухвалентных металлов) в ГТ с ионами токсичных металлов с различными ионными радиусами [29]; 3) реакция межслоевого карбоната с ионами токсичных металлов [29]. Из вышесказанного, межслойные карбонатные и двухвалентные компоненты гидроксида металла в слоях являются основными функциональными компонентами в HT для адсорбции ионов токсичного металла, и, таким образом, ожидается, что HT, интеркалированные карбонатом (карбонат-HT), содержащие оба компонента, будут иметь оптимальные характеристики адсорбции металла. ионы. Однако порошки ВТ, синтезированные традиционными методами, обычно имеют низкую удельную поверхность [30], что ограничивает их адсорбционные свойства. Хороший способ улучшить площадь поверхности HT - это закрепить их на носителях с большой площадью поверхности. Ли и др. [31] подготовили пористые материалы (SBA-15) с нанесенными ГТ с большой площадью поверхности путем длительной гидротермальной обработки предварительно приготовленных смешанных оксидов металлов на носителе. Jong et al. [32] синтезированные углеродные нановолокна поддерживали пластинки HT с малым размером и увеличенной площадью поверхности. Однако описанные выше способы поддержки несколько сложны, а материалы поддержки дороги. Более того, имеется мало сообщений об адсорбции ионов токсичных металлов карбонатно-гидроксидными солями двухвалентных металлов, которые также содержат гидроксиды карбонатов и двухвалентных металлов, такие как карбонатные HT. Таким образом, ожидается, что разработка недорогих и легко получаемых карбонатных гидроксидных солей на носителе и карбонат-HT с большой площадью поверхности улучшит адсорбцию токсичных ионов металлов.

Аэрогели кремнезема (SA) вызывают большой интерес как в науке, так и в технике из-за их низкой насыпной плотности, большой площади поверхности и низкой теплопроводности [33, 34]. Кроме того, SA стоит недорого (2 ~ 3 долл. США / кг) из-за его массового производства и очень большого спроса в теплоизоляционной промышленности. Поэтому в настоящей работе гидроцинкит (Zn ₅ (ОН) ₆ (CO ₃ ) ₂ ) и Zn / Al-CO ₃ ^2– гидротальцит, нанесенный на коммерческую SA, который обеспечивает ограниченное пространство и места зародышеобразования для загрузки и роста гидроцинкита и Zn / Al-CO ₃ ^2– гидротальцит, были получены легким методом. Текстурные свойства гидроцинкита и Zn / Al-CO ₃ на подложке SA ^2– гидроталькит охарактеризован методами ПЭМ, XRD, ICP и BET. Особо оценено влияние содержания ионов Zn (II) и pH при синтезе адсорбентов на адсорбционную емкость. Кроме того, адсорбционное равновесие и кинетика были исследованы и согласованы с соответствующими моделями изотермы и кинетическими моделями, соответственно. Адсорбенты после адсорбции были охарактеризованы с помощью ПЭМ, XRD и EDS-картирования. Наконец, был обсужден возможный механизм адсорбции в этой адсорбционной системе.

Методы

Материалы

Нитрат цинка, нитрат алюминия, гидрокарбонат натрия, гидроксид натрия и нитрат свинца были аналитической чистоты и были приобретены у Aladdin Reagent Co., Ltd. (Шанхай, Китай). Соляная кислота (36–38%) аналитической чистоты и закуплена у Sinopharm Chemical Reagent Co., Китай (Шанхай, Китай). SA предоставлена Nano Tech Co, LTD (Шаосин, Китай).

Приготовление адсорбентов

Перед использованием порошок СК прокаливали при 823 К в течение 2 ч для удаления органических групп с поверхности. Обработанную СК (500 мг) диспергировали в 500 мл деионизированной воды с помощью ультразвука в течение 30 мин. К полученной суспензии SA добавили 25 мл смешанного раствора (A) m моль Zn (NO ₃ ) ₂ и н моль Al (NO ₃ ) ₃ в 150 мл деионизированной воды добавляли и перемешивали в течение 5 минут, а затем 125 мл смешанного раствора A и еще одного смешанного раствора NaOH / NaHCO ₃ (0,5 М / 0,5 М) добавляли по каплям попеременно. Соотношение Zn:Al варьировалось таким образом, чтобы m + н =0,0075 моль и м : n =3:0, 3:1, 2:1 и 0:1. Конечные значения pH растворов доводили до 8,8 или 9,5 с помощью вышеуказанного смешанного раствора NaOH / NaHCO ₃. с последующей гидротермальной обработкой при 80 ° C в течение 24 часов. Полученные продукты собирали центрифугированием, трижды промывали деионизированной водой и сушили в вакууме. Последние образцы SA поддерживали гидроцинкит (гидроцинкит, m : n =3:0) и гидроталькит Zn / Al ( m : n =3:1 и 2:1) были обозначены как SA-Zn-HZ и SA-Zn _x Al-HT, соответственно, где x представляет собой мольное отношение двухвалентного металла / трехвалентного металла в растворе предшественника. Контрольный образец гидроксида алюминия на носителе SA был обозначен как SA-Al-H ( m : n =0:1).

Характеристика

Электронные микрофотографии в просвете были получены с помощью электронного микроскопа JEM-1011, работающего при ускоряющем напряжении 80 кВ. Сканирующие электронные микрофотографии и энергодисперсионные спектры были получены с использованием сканирующего электронного микроскопа JSM-6360LV, оборудованного рентгеновским энергодисперсионным рентгеновским анализатором (EDX) (Oxford INCA). N ₂ Изотермы адсорбции-десорбции получали с использованием анализатора пор Micromeritics ASAP TriStar II 3020 при 77 К в условиях непрерывной адсорбции. Перед измерениями образцы дегазировали при 150 ° C в течение 8 ч. Удельную поверхность рассчитывали методом Брунауэра-Эммета-Теллера, а распределение пор по размерам измеряли с помощью анализа Барретта-Джойнера-Халенды по ветвям десорбции изотерм азота. Картину дифракции рентгеновских лучей (XRD) получали с использованием дифрактометра Empyrean XRD. Содержание элементов Zn, Si и Al в адсорбентах определяли с помощью атомно-эмиссионной спектроскопии с индуктивно связанной плазмой (спектрометр Leeman Prodigy XP ICP-AES).

Эксперимент по адсорбции

Водный раствор Pb (II) (1000 частей на миллион) был приготовлен растворением Pb (NO ₃ ) ₂ в деионизированной воде. После этого его разбавляли деионизированной водой до желаемой концентрации. Все растворы Pb (II) с различными концентрациями были доведены до pH около 6,0 с помощью 0,1 моль л ^-1 . Водные растворы HCl или NaOH. Обычно 50 мг адсорбентов помещали в 100 мл водных растворов Pb (II) с различными концентрациями (100, 200, 300, 400, 500 и 1000 ppm) в колбе Эрленмейера соответственно. Затем колбу Эрленмейера встряхивали (150 об / мин) в шейкере-инкубаторе с установленной температурой 25 ° C в течение 24 часов для достижения адсорбционного равновесия. В конце каждого процесса адсорбции суспензии центрифугировали, супернатанты фильтровали и использовали для определения количества Pb (II) на атомно-адсорбционном спектрофотометре (AAS) Shimadzu AA-6300. Адсорбционная способность адсорбентов рассчитывалась по следующему уравнению: q _e =( C ₀ - С _e ) В / м, где q _e представляет собой адсорбированное количество в состоянии равновесия (мг г ^-1 ), C ₀ и C _e - начальная и равновесная концентрации загрязняющих веществ в растворе (мг л ⁻¹ ), V - объем растворов Pb (II) (мл), m - сухой вес адсорбентов (г). Для анализа кинетики адсорбции 50 мг адсорбентов добавляли в 100 мл раствора Pb (II) с концентрацией 500 ppm. Суспензии встряхивали (150 об / мин) при 25 ° C. Через определенные интервалы времени реакции 10, 30, 50, 70, 100, 140, 180, 240, 360, 600 и 1440 минут отбирали 2 мл суспензии и фильтровали через 0,22 мл мембрану. Концентрацию Pb (II) в фильтрате анализировали с помощью пламенно-атомно-адсорбционного спектрофотометра (Shimadzu AA-6300).

Результаты и обсуждение

Оптимизация параметров синтеза

Чтобы исследовать влияние параметров синтеза адсорбентов на их адсорбционные характеристики, максимальная адсорбционная способность SA-Zn-HZ, SA-Zn ₃ Al-HT, SA-Zn ₂ Были протестированы Al-HT и SA-Al-H, полученные при различных соотношениях предшественников Zn / Al (3:0, 3:1, 2:1 и 0:1) и pH (8,8 и 9,5) (рис. 1). . Максимальная адсорбционная способность составляет 680,8 мг г ^-1 . , 537,8 мг г ^-1 , 429,5 мг г ^-1 , и 176,4 мг г ^-1 соответственно для SA-Zn-HZ, SA-Zn ₃ Al-HT, SA-Zn ₂ Al-HT и SA-Al-H, полученные при pH 9,5, и они составляют 510,6, 482,2, 405,7 и 111,8 мг / г, соответственно, для SA-Zn-HZ, SA-Zn ₃ Al-HT, SA-Zn ₂ Al-HT и SA-Al-H получали при pH 8,8. Таким образом, можно сделать вывод, что высокое содержание двухвалентных металлов и pH (например, 9,5) в синтетической среде благоприятны для улучшения адсорбционных свойств. SA-Zn-HZ и SA-Zn ₃ Al-HT, синтезированный при pH 9,5 с высокой адсорбционной способностью, был взят за текстурные характеристики, адсорбционное равновесие и исследования кинетики в следующих разделах.

Текстурные символы SA-Zn-HZ и SA-Zn ₃ Al-HT

Морфология SA-Zn-HZ, SA-Zn ₃ Al-HT, и носитель SA был охарактеризован с помощью ПЭМ, как показано на рис. 2 и в дополнительном файле 1:на рис. S1. Гидроцинкит (HZ) и Zn / Al-CO ₃ ^2– HT в SA-Zn-HZ и SA-Zn ₃ Композиты Al-HT, соответственно, все имели чешуйчатую структуру сверхтонкой толщины (<5 нм). Текстурные параметры SA-Zn-HZ и SA-Zn ₃ Al-HT перечислены в Таблице 1, а площади поверхности SA-Zn-HZ и SA-Zn ₃ Al-HT рассчитано из N ₂ изотермы адсорбции-десорбции (рис. 3а) составляют 264,1 м ² г ⁻¹ и 233,9 м ² г ⁻¹ соответственно, ниже, чем у субстрата SA (Дополнительный файл 1:Таблица S1 и Рисунок S2), из-за возможного блокирования структуры поры SA пластинчатым HZ и Zn / Al-CO ₃ ^2– HT и более высокая плотность HZ и HT, чем у SA. Как показано на рис. 3b, дифрактограммы представляют структуру гидроцинкита (PDF № 19-1458, Zn ₅ (CO ₃ ) ₂ (ОН) ₆ ) для SA-Zn-HZ и типичной структуры гидроталькита с интеркалированным карбонатом (PDF № 51-1525) для SA-Zn ₃ Al-HT соответственно. Однако сила характерных дифракционных пиков обоих образцов мала, что указывает на ультратонкую слоистую структуру и относительно слабую кристалличность HZ и HT в композитах.

Изотермы адсорбции ионов Pb (II) на SA-Zn-HZ и SA-Zn ₃ Al-HT

Влияние исходных концентраций Pb (II) (100, 200, 300, 400, 500 и 1000 ppm) на адсорбционные свойства SA-Zn-HZ и SA-Zn ₃ Al-HT показан на рис. 4а. Как и ожидалось, адсорбционная емкость обоих адсорбентов увеличивалась с увеличением исходной концентрации Pb (II). При низких начальных концентрациях 100, 200 и 300 частей на миллион адсорбционная емкость для Pb (II) была почти линейно пропорциональна начальным концентрациям Pb (II) как для SA-Zn-HZ, так и для SA-Zn ₃ Al-HT. Однако при высоких начальных концентрациях Pb (II), составляющих 400, 500 и 1000 ppm, адсорбционная способность увеличивается медленно и почти приближается к максимальной адсорбционной способности, что связано с отсутствием доступных адсорбционных центров на адсорбентах, которые могут вместить больше Pb ( II) ионы. Данные изотермы адсорбции были подогнаны с помощью моделей Ленгмюра, Фрейндлиха, Сипса и Редлиха – Петерсона, которые были математически представлены в виде уравнений (1), (2), (3) и (4) [13, 24, 35,36,37] соответственно:

$$ {C} _e / {q} _e =1 / \ left ({q} _m {K} _L \ right) + {C} _e / {q} _m $$ (1) $$ \ ln {q} _e =\ ln {K} _F + \ left (1 / n \ right) \ ln {C} _e $$ (2) $$ {q} _e ={q} _m {\ left ({K} _S {C} _e \ right)} ^ {n {} _ s} / \ left \ {1 + {\ left ({K} _S {C} _e \ right)} ^ {n {} _ s} \ right \} $$ (3 ) $$ {q} _e ={q} _m \ left ({K} _ {\ mathrm {RP}} {C} _e \ right) / \ left \ {1 + {\ left ({K} _ {\ mathrm {RP}} {C} _e \ right)} ^ {n_ {RP}} \ right \} $$ (4)

Где C _e (мг / л) - равновесная концентрация в водной фазе; q _e (мг / г) - равновесное количество, адсорбированное адсорбентом; q _м (мг / г) обозначает теоретическую насыщенную адсорбционную способность; К _L (Л / мг) - константа Ленгмюра, связанная с энергией адсорбции-десорбции и сродством сайтов связывания для ионов; К _F примерно показатель адсорбционной способности, а 1 / n - интенсивность адсорбции; К _S (Л / ммоль) - константа изотермы Сипса, а n _S - коэффициент неоднородности Фрейндлиха; К _RP (Л / мг) и н _RP - константы Редлиха – Петерсона. Данные адсорбции и аппроксимирующие графики моделей Ленгмюра, Фрейндлиха, Сипса и Редлиха-Петерсона для адсорбции Pb (II) на SA-Zn-HZ и SA-Zn ₃ Al-HT показаны на рис. 4b, c и в дополнительном файле 1:на рисунке S3, а расчетные параметры этих моделей приведены в таблице 2 и дополнительном файле 1:таблице S2. Для четырех изученных моделей модель Ленгмюра показала более значимые коэффициенты корреляции ( R ² ≥ 0,99) с экспериментальными данными, чем у моделей Фрейндлиха, Сипса и Редлиха-Петерсона, соответственно, и максимальной адсорбционной способности SA-Zn-HZ и SA-Zn ₃ Al-HT для Pb (II) на основе модели Ленгмюра составляет 684,9 мг / г и 555,6 мг / г соответственно.

Кинетика адсорбции ионов Pb (II) на SA-Zn-HZ и SA-Zn ₃ Al-HT

Кинетика адсорбции была исследована для определения времени, необходимого для установления адсорбционного равновесия, и объяснения механизма адсорбции Pb (II) на адсорбентах. Кинетические данные адсорбции Pb (II) на SA-Zn-HZ и SA-Zn ₃ Al-HT от 0 до 1440 мин (24 ч) представлен на рис. 5а. Можно видеть, что скорости адсорбции для обоих адсорбентов были высокими в течение первых 50 мин, затем постепенно замедлялись, и после этого было достигнуто адсорбционное равновесие. Высокие скорости удаления Pb (II) вначале можно объяснить быстрой диффузией Pb (II) из объема раствора на внешние поверхности адсорбентов и большим количеством доступных участков адсорбентов на начальной стадии. На более поздних стадиях медленный процесс адсорбции, вероятно, объяснялся более длинным диффузионным расстоянием Pb (II) на адсорбент и ограниченными участками адсорбции на поверхности адсорбентов. Изучить механизм адсорбции Pb (II) на SA-Zn-HZ и SA-Zn ₃ Al-HT, экспериментальные результаты были подогнаны к кинетическим моделям псевдопервого и псевдо второго порядка, как выражено уравнениями. (5) и (6) [35, 38] соответственно.

$$ \ ln \ left ({q} _e- {q} _t \ right) =\ ln {q} _e- {k} _1t $$ (5) $$ t / {q} _t =1 / \ left ( {k} _2 {q_e} ^ 2 \ right) + t / {q} _e $$ (6)

где q _t (мг / г) - количество адсорбата, удаленного адсорбентом за время t (мин); q _e (мг / г) - равновесная адсорбционная емкость; к ₁ (мин ⁻¹ ) и k ₂ (г / (мг мин ⁻¹ )) - константы скорости моделей псевдопервого и псевдо второго порядка соответственно. Линейные графики ln ( q _e - q _t ) по сравнению с t и графики t / q _t против t для кинетических моделей псевдопервого и псевдо второго порядка, соответственно, показаны на рис. 5б, в. Адсорбционная емкость ( q _e ) и константы скорости ( k ₁ и k ₂ ), рассчитанные по наклонам и пересечениям графиков, сведены в Таблицу 3. Очевидно, что модель псевдовторого порядка с более высокими коэффициентами корреляции ( R ² > 0,99) может лучше соответствовать экспериментальным кинетическим данным, чем модель псевдопервого порядка. Кроме того, значения адсорбционной способности ( q _{e , кал} ), рассчитанные по модели псевдо-второго порядка, очень согласуются с экспериментальным q _e значения ( q _{е, exp} ). Эти результаты свидетельствуют о преобладании механизма сорбции кинетической модели псевдо-второго порядка, демонстрируя, что общая скорость поглощения Pb (II), по-видимому, контролируется процессом хемосорбции [13, 39].

Механизм адсорбции и оценка эффективности

Для дальнейшего изучения механизма адсорбции Pb (II) на SA-Zn-HZ и SA-Zn ₃ Al-HT, образцы SA-Zn-HZ и SA-Zn ₃ Al-HT после адсорбции (SA-Zn-HZ-Pb и SA-Zn ₃ Al-HT-Pb) были охарактеризованы с помощью ПЭМ, картирования EDS и XRD. И SA-Zn-HZ-Pb, и SA-Zn ₃ Al-HT-Pb (рис. 6) имеют более высокий контраст, чем SA-Zn-HZ и SA-Zn ₃ Al-HT на изображениях ПЭМ (рис. 2), соответственно, демонстрирует высокий атомный номер Pb, адсорбированного на адсорбенты из раствора. В элементном сопоставлении EDS Дополнительного файла 1:Рисунок S4 и Рисунок S5, очевидно, что элемент Pb равномерно распределен в SA-Zn-HZ-Pb и SA-Zn ₃ Al-HT-Pb, что косвенно указывает на гетерогенное зарождение частиц Pb (II) на поверхности адсорбентов. Рентгеноструктурный анализ (рис. 7) показал наличие частиц Pb (II) в SA-Zn-HZ-Pb и SA-Zn ₃ Все Al-HT-Pb существуют в форме Pb ₃ (CO ₃ ) ₂ (ОН) ₂ (Гидроцеруссит, PDF № 13-0131), более стабильный, чем Pb (OH) ₂ или PbCO ₃ из-за более низкой константы растворимости первого (3,16 × 10 ^-46 ) по сравнению с последними (1,43 × 10 ⁻¹⁵ для Pb (OH) ₂ и 7,9 × 10 ⁻¹⁴ для PbCO ₃ ) [40, 41]. Изменение pH раствора с течением времени при адсорбции представлено на рис. 8. В начальное время контакта (0 ~ 210 мин) pH раствора непрерывно увеличивался в основном из-за того, что гидроцинкит и гидроталькит, состоящие из гидроксидов, растворились, чтобы достичь растворения-осаждения. равновесие в слабокислом растворе Pb, которое привело к высвобождению OH ^- . Однако pH раствора постепенно снижался с продолжающимся увеличением времени контакта (210 ~ 1440 мин), что, вероятно, связано с тем, что образовавшийся при адсорбции гидроцеруссит, осажденный на поверхности гидроцинкита и гидроталькита, препятствовал дальнейшему растворению обоих адсорбентов и последующему высвобождению. из ОН ^- , в то время как OH ^- последовательно использовался для образования гидроцеруссита вместе с CO ₃ ^2– и Pb ²⁺ в растворе. В целом, растворы Pb (II) имеют низкие колебания pH с диапазоном от 6,0 до 6,39 и от 6,0 до 6,21 в процессе адсорбции с использованием SA-Zn-HZ и SA-Zn ₃ Al-HT в качестве адсорбентов, соответственно, проявляя оба адсорбента, мало влияют на pH водного объекта.

В этой адсорбционной системе изоморфное замещение двухвалентного Zn (II) в SA-Zn-HZ и SA-Zn ₃ Al-HT с помощью Pb (II) невозможен из-за гораздо большего ионного радиуса Pb (II) (0,119 нм), чем у Zn (II) (0,074 нм). Следовательно, реакция HZ или Zn / Al-CO ₃ ^2– ГТ с токсичными катионами Pb (II), вероятно, вносит основной вклад в адсорбцию и приводит к осаждению гидроцеруссита. Преобразование осаждения из HZ (или Zn / Al-CO ₃ ^2– HT) на гидроцеруссит в водном растворе, содержащем Pb (II), вероятно, из-за более низкой константы произведения растворимости более позднего, чем первого [42]. Кроме того, в этой адсорбционной системе процесс адсорбции, основанный на реакциях преобразования поверхностного осаждения, является необратимым. До достижения насыщенной адсорбции катализаторы можно использовать повторно, и они показали высокую эффективность удаления (> 93,5%) в каждом цикле (рис. 9). После достижения насыщенной адсорбции адсорбенты нельзя повторно использовать даже после прокаливания, что можно объяснить причиной того, что поверхностные функциональные компоненты (гидроцинкит и гидротальцит) в насыщенных адсорбентах превратились в гидроцеруссит, и дальнейшая адсорбция ограничена.>

Максимальная адсорбционная способность SA-Zn-HZ и SA-Zn ₃ Al-HT для Pb (II) на основе модели изотермы Ленгмюра составляет 684,9 и 555,6 мг / г соответственно, что выше, чем у других адсорбентов на основе гидроталькита и большинства других неорганических адсорбентов, таких как оксид графена, углеродные нанотрубки и активированный уголь. адсорбенты на основе (таблица 4). Превосходные адсорбционные свойства вместе с низкой стоимостью и простотой приготовления делают SA-Zn-HZ и SA-Zn ₃ Высокоэффективные поглотители Al-HT для удаления Pb (II) из сточных вод.

Выводы

Мы продемонстрировали текстурные свойства, адсорбционные свойства Pb (II), кинетику адсорбции и возможный механизм адсорбции гидроцинкита и Zn-Al-CO ₃, нанесенного на кремнеземный аэрогель. ^2– гидротальцит. Оба гидроцинкита на носителе и Zn / Al-CO ₃ ^2– гидроталькиты обладают ультратонкой толщиной (<5 нм) и большой площадью поверхности. В экспериментах по периодической адсорбции Pb (II) данные по адсорбции хорошо согласуются с моделью изотермы Ленгмюра и кинетической моделью псевдо-второго порядка, что указывает на процесс хемосорбции на поверхности. Адсорбционная способность при насыщении, рассчитанная на основе модели изотермы Ленгмюра, составляет 684,9 и 555,6 мг / г для нанесенного гидроцинкита и Zn / Al-CO ₃ ^2– гидроталькита, соответственно, близкие к экспериментальным значениям и выше, чем адсорбционная способность других адсорбентов на основе гидроталькита и большинства других неорганических адсорбентов, о которых сообщалось ранее. После адсорбции частицы Pb (II), адсорбированные на адсорбентах, существуют в форме гидроцеруссита, и дифракционные пики XRD гидроцинкита или Zn / Al-CO ₃ ^2– гидроталькит исчез, демонстрируя, что природа адсорбции, вероятно, связана с преципитацией гидроцинкита или Zn / Al-CO ₃ ^2– гидроталькита в гидрокеруссит с константой продукта низкой растворимости в растворе Pb (II). Наконец, эта работа может послужить справочным материалом для разработки новых поглотителей ионов тяжелых металлов, например, , иммобилизация токсичных ионов металлов на поверхности адсорбентов в виде специальных осадков с низкими константами произведения растворимости за счет реакций преобразования преципитации.