Silica Aerogel-ondersteunde hydrozinkiet en carbonaat-geïntercaleerd hydrotalciet voor zeer efficiënte verwijdering van Pb(II)-ionen door precipitatietransformatiereacties

Abstract

In dit werk, hydrozinkiet en Zn/Al-CO₃ ²⁻ hydrotalciet gedragen op silica-aerogel werden bereid via een eenvoudig en economisch proces en gebruikt als adsorbentia voor Pb(II)-verwijdering. Het ondersteunde hydrozinkiet en Zn/Al-CO₃ ²⁻ hydrotalciet bezit een ultradunne dikte, een hoog oppervlak en een zwakke kristalliniteit. In de batch-Pb(II)-adsorptie-experimenten vertoonden de adsorbentia met hogere Zn(II)-gehalten hogere Pb(II)-adsorptiecapaciteiten, en de adsorptiegegevens pasten goed bij het Langmuir-isothermmodel en het pseudo-tweede-orde kinetische model, wat wijst op een mechanisme van oppervlakte-chemisorptie. De berekende adsorptiecapaciteiten op basis van het Langmuir-isothermmodel zijn 684,9 mg/g en 555,6 mg/g voor het ondersteunde hydrozinkiet en Zn/Al-CO₃ ²⁻ hydrotalciet, respectievelijk hoger dan de adsorptiecapaciteiten van andere op hydrotalciet gebaseerde adsorbentia en de meeste andere anorganische adsorbentia die eerder zijn gerapporteerd. De XRD-diffractiepieken van hydrozinciet en Zn/Al-CO₃ ²⁻ hydrotalciet verdween na de adsorptie en de Pb(II)-soorten werden uniform gedispergeerd in de adsorbentia in de vorm van Pb₃ (CO₃ )₂ (OH)₂ bewezen door TEM, EDS-mapping en XRD-analyse, waaruit blijkt dat de aard van de adsorptie de precipitatieconversie van hydrozinkiet of Zn/Al-CO₃ is ²⁻ hydrotalciet in Pb₃ (CO₃ )₂ (OH)₂ . Deze resultaten demonstreren het synergetische Pb(II)-verwijderingseffect van de CO₃ ²⁻ en OH⁻ afgeleid van hydrozinkiet en Zn/Al-CO₃ ²⁻ hydrotalciet draagt samen met hun ultradunne dikte en groot oppervlak bij aan de uitstekende eigenschappen van de adsorbentia.

Achtergrond

Vervuiling door zware metalen (bijv. Pb, Cd en Hg) in waterdistributiesystemen en oppervlaktewater veroorzaakt ernstige gezondheidsproblemen voor het milieu en levende organismen en is al vele jaren een groot wereldwijd probleem [1, 2]. Verschillende technologieën, waaronder chemische precipitatie [3], adsorptie [4, 5], ionenuitwisseling [6, 7], enz. zijn gebruikt voor het verwijderen van zeer giftige zware metaalionen uit water, waarvan adsorptie de meest gebruikte is vanwege de eenvoud van bediening, hoge efficiëntie [8, 9] en weinig invloed op de overlevingsomgeving van aquatische biologie zoals pH [10], waarvoor er grote fluctuaties zouden zijn bij het verwijderen van zware metaalionen door chemische precipitatie met behulp van hoge concentraties neerslagmiddel reagentia. Om deze redenen zijn een aantal absorberende materialen zoals anorganische materialen [11,12,13,14,15], polymeren [16], biomaterialen [17, 18] en sorptieharsen [7, 8] ontwikkeld en toegepast voor adsorptie van giftige metaalionen uit afvalwater. Er zijn echter nog steeds enkele uitdagingen die de adsorptiebenadering beperken, zoals een beperkt oppervlak en bijbehorende lage adsorptiecapaciteiten voor de meeste adsorbentia. Daarom is het wenselijk om nieuwe adsorberende materialen met een groot oppervlak te onderzoeken voor de verwijdering van zware metaalionen met een hoge efficiëntie.

Hydrotalcieten (HT's, ook wel gelaagde dubbele hydroxiden genoemd), bestaande uit gestapelde octaëdrische lagen van het bruciet-type die zijn samengesteld uit tweewaardige en driewaardige metaalhydroxiden met anionen en watermoleculen die de tussenlaagruimte innemen, zijn uitgebreid gebruikt voor het adsorberen van verschillende anionen door ionenuitwisseling [ 19,20,21]. Deze materialen zijn de afgelopen jaren ook onderzocht als sorptiemiddelen en als wegvangers van zware metaalkationen uit water [22,23,24,25,26]. Lage kosten, eenvoudige bereiding en hoge sorptie-efficiëntie maken deze materialen geschikt voor toepassing op het gebied van afvalwaterzuivering [27, 28]. HT's zelf kunnen via drie routes giftige metaalkationen adsorberen:(1) isomorfe substitutie van tweewaardige metaalionen in HT-kristal door giftige tweewaardige metaalionen met vergelijkbare ionische stralen in de oplossing [24, 27]; (2) reactie van metaalhydroxide (voornamelijk tweewaardige metaalhydroxiden) component in HT's met giftige metaalionen met verschillende ionische stralen [29]; (3) reactie van tussenlaag carbonaat met giftige metaalionen [29]. Uit het bovenstaande blijkt dat tussenlaagse carbonaat- en tweewaardige metaalhydroxidecomponenten in de lagen de belangrijkste functionele componenten in HT's zijn voor de toxische metaalionadsorptie, en daardoor wordt verwacht dat carbonaat-geïntercaleerde HT's (carbonaat-HT's) die beide componenten bevatten, optimale adsorptieprestaties van metaal hebben. ionen. HT-poeders die met conventionele methoden zijn gesynthetiseerd, hebben echter typisch lage specifieke oppervlakten [30], die hun adsorptie-eigenschappen beperken. Een goede manier om het oppervlak van HT's te verbeteren, is door ze te ondersteunen op dragers met een groot oppervlak. Li et al. [31] geprepareerde poreuze materialen (SBA-15) ondersteunden HT's met een groot oppervlak door langdurige hydrothermische behandeling van de vooraf bereide SBA-15 ondersteunde gemengde metaaloxiden. Jong et al. [32] gesynthetiseerde koolstofnanovezels ondersteunden HT-bloedplaatjes met een klein formaat en een groter oppervlak. De bovenstaande ondersteunende methoden zijn echter enigszins gecompliceerd en de ondersteunende materialen zijn duur. Bovendien zijn er weinig rapporten over adsorptie van giftige metaalionen door carbonaathydroxidezouten van tweewaardig metaal, die ook zowel carbonaat als tweewaardige metaalhydroxiden zoals carbonaat-HT's bevatten. Daarom wordt verwacht dat het ontwikkelen van goedkope en gemakkelijk te bereiden ondersteunde carbonaathydroxidezouten en carbonaat-HT's met een groot oppervlak de adsorptie van giftige metaalionen zal verbeteren.

Silica aerogels (SA's) hebben veel belangstelling getrokken, zowel in wetenschap als technologie vanwege hun lage bulkdichtheid, groot oppervlak en lage thermische geleidbaarheid [33, 34]. Bovendien is SA goedkoop (US $ 2 ~ 3 / kg) vanwege de fabricage op grote schaal en de zeer grote vraag in de thermische isolatie-industrie. Daarom wordt in het huidige werk hydrozinkiet (Zn₅ (OH)₆ (CO₃ )₂ ) en Zn/Al-CO₃ ²⁻ hydrotalciet ondersteund op commercieel SA, dat beperkte ruimte en nucleatieplaatsen biedt voor het laden en groeien van hydrozinciet en Zn/Al-CO₃ ²⁻ hydrotalciet, werden bereid met een gemakkelijke methode. De textuureigenschappen van het door SA ondersteunde hydrozinkiet en Zn/Al-CO₃ ²⁻ hydrotalciet werden gekenmerkt door TEM, XRD, ICP en BET. De impact van Zn(II)-ionengehaltes en pH voor de synthese van adsorbentia op de adsorptiecapaciteiten werd speciaal geëvalueerd. Daarnaast werden het adsorptie-evenwicht en de kinetiek onderzocht en uitgerust met respectievelijk de overeenkomstige isothermmodellen en kinetiekmodellen. De adsorbentia na de adsorptie werden gekenmerkt door TEM-, XRD- en EDS-mapping. Ten slotte werd een mogelijk adsorptiemechanisme in dit adsorptiesysteem besproken.

Methoden

Materialen

Zinknitraat, aluminiumnitraat, natriumwaterstofcarbonaat, natriumhydroxide en loodnitraat waren allemaal van analytische kwaliteit en gekocht bij Aladdin Reagent Co., Ltd. (Shanghai, China). Zoutzuur (36-38%) was van analytische kwaliteit en gekocht bij Sinopharm Chemical Reagent Co., China (Shanghai, China). SA werd geleverd door Nano Tech Co, LTD (Shaoxing, China).

Voorbereiding van de adsorbentia

Het SA-poeder werd 2 uur bij 823 K gecalcineerd om de organische groepen op het oppervlak voor gebruik te verwijderen. Het behandelde SA (500 mg) werd gedurende 30 minuten door middel van ultrageluid in 500 ml gedeïoniseerd water gedispergeerd. Aan de verkregen SA-suspensie, 25 ml gemengde oplossing (A) van m mol Zn(NEE₃ )₂ en n mol Al(NO₃ )₃ in 150 ml gedeïoniseerd water werd toegevoegd en 5 minuten geroerd, en vervolgens 125 ml gemengde oplossing A en een andere gemengde oplossing van NaOH/NaHCO₃ (0,5 M/0,5 M) werd afwisselend druppelsgewijs toegevoegd. De Zn:Al-verhouding werd zodanig gevarieerd dat m + n = 0,0075 mol en m :n = 3:0, 3:1, 2:1 en 0:1. De uiteindelijke pH-waarden van de oplossingen werden ingesteld op 8,8 of 9,5 met de bovenstaande gemengde oplossing van NaOH/NaHCO₃ gevolgd door hydrothermische behandeling bij 80 ° C gedurende 24 uur. De verkregen producten werden verzameld door centrifugatie, driemaal gewassen met gedeïoniseerd water en vacuüm gedroogd. De uiteindelijke monsters van SA ondersteunden hydrozinkiet (hydrozinkiet, m :n = 3:0), en Zn/Al-hydrotalciet (m :n = 3:1 en 2:1) werden aangeduid als SA-Zn-HZ en SA-Zn_x Al-HT, respectievelijk, waar x stelt de molverhouding tweewaardig metaal/driewaardig metaal in de voorloperoplossing voor. Het controlemonster van op SA gedragen aluminiumhydroxide werd aangeduid als SA-Al-H (m :n = 0:1).

Karakterisering

Transmissie-elektronenmicrofoto's werden gemaakt met behulp van de JEM-1011-elektronenmicroscoop die werkte bij een versnellingsspanning van 80 kV. Scanning-elektronenmicrofoto's en energie-dispersieve spectra werden verkregen met behulp van de JSM-6360LV scanning-elektronenmicroscoop uitgerust met een X-act energy-dispersive X-ray (EDX) analysator (Oxford INCA). N₂ adsorptie-desorptie-isothermen werden verkregen met behulp van een Micromeritics ASAP TriStar II 3020 porie-analysator bij 77 K onder continue adsorptie-omstandigheden. Voorafgaand aan de metingen werden de monsters 8 uur bij 150°C ontgast. De specifieke oppervlakten werden berekend met de Brunauer-Emmett-Teller-methode en de poriegrootteverdelingen werden gemeten met behulp van Barrett-Joyner-Halenda-analyse van de desorptietakken van stikstofisothermen. Röntgendiffractie (XRD) patroon werd verzameld met behulp van een Empyrean XRD-diffractometer. De elementgehalten van Zn, Si en Al van de adsorbentia werden bepaald met behulp van inductief gekoppelde plasma-atoomemissiespectroscopie (Leeman Prodigy XP ICP-AES-spectrometer).

Adsorptie-experiment

De waterige Pb(II)-oplossing (1000 ppm) werd bereid door Pb(NO₃ op te lossen )₂ in gedeïoniseerd water. Daarna werd het verdund met gedeïoniseerd water tot een gewenste concentratie. De Pb(II)-oplossingen met verschillende concentraties werden allemaal aangepast om een pH van ongeveer 6,0 te bereiken met 0,1 mol L⁻¹ HCl of NaOH waterige oplossingen. Gewoonlijk werd 50 mg adsorbentia in 100 ml Pb(II) waterige oplossingen met verschillende concentraties (100, 200, 300, 400, 500 en 1000 ppm) in respectievelijk een erlenmeyerkolf geplaatst. Vervolgens werd de erlenmeyer gedurende 24 uur geschud (150 tpm) in een incubatorschudder met een ingestelde temperatuur van 25 ° C gedurende een periode van 24 uur om het adsorptie-evenwicht te bereiken. Aan het einde van elk adsorptieproces werden de suspensies gecentrifugeerd en werden de supernatanten gefiltreerd en gebruikt om de hoeveelheden Pb(II) te bepalen met de Shimadzu AA-6300 atomaire adsorptiespectrofotometer (AAS). De adsorptiecapaciteiten van de adsorbentia werden berekend volgens de volgende vergelijking:q _e = (C ₀ − C _e )V/m, waarbij q _e staat voor de geadsorbeerde hoeveelheid bij evenwicht (mg g⁻¹ ), C ₀ en C _e zijn de begin- en evenwichtsconcentraties van verontreinigende stoffen in oplossing (mg L⁻¹ ), V is het volume van de Pb(II)-oplossingen (ml), en m is het droge gewicht van adsorbentia (g). Voor de analyse van de adsorptiekinetiek werd 50 mg adsorbentia toegevoegd aan 100 ml Pb(II)-oplossing met een concentratie van 500 ppm. De suspensies werden geschud (150 rpm) bij 25°C. Met specifieke reactietijdintervallen van 10, 30, 50, 70, 100, 140, 180, 240, 360, 600 en 1440 min werd 2 ml suspensies genomen en gefiltreerd door 0,22 ml membraan. De Pb(II)-concentratie in het filtraat werd geanalyseerd met een vlam-atomaire adsorptiespectrofotometer (Shimadzu AA-6300).

Resultaten en discussie

De optimalisatie van syntheseparameters

Om het effect van syntheseparameters van de adsorbentia op hun adsorptieprestaties te onderzoeken, zijn de maximale adsorptiecapaciteiten van SA-Zn-HZ, SA-Zn₃ Al-HT, SA-Zn₂ Al-HT en SA-Al-H bereid onder gevarieerde Zn/Al-precursorverhoudingen (3:0, 3:1, 2:1 en 0:1) en pH (8,8 en 9,5) werden getest (Fig. 1) . De maximale adsorptiecapaciteit is 680,8 mg g⁻¹ , 537,8 mg g⁻¹ , 429,5 mg g⁻¹ , en 176,4 mg g⁻¹ , respectievelijk, voor SA-Zn-HZ, SA-Zn₃ Al-HT, SA-Zn₂ Al-HT en SA-Al-H bereid bij een pH van 9,5, en die zijn respectievelijk 510,6, 482,2, 405,7 en 111,8 mg/g voor SA-Zn-HZ, SA-Zn₃ Al-HT, SA-Zn₂ Al-HT en SA-Al-H bereid bij een pH van 8,8. Daarom kan worden geconcludeerd dat hoge gehalten aan tweewaardige metalen en pH (zoals 9,5) op synthetisch medium gunstig zijn voor de bevordering van adsorptie-eigenschappen. De SA-Zn-HZ en SA-Zn₃ Al-HT, gesynthetiseerd bij een pH van 9,5 met hoge adsorptiecapaciteiten, werd in de volgende paragrafen genomen voor de textuurkenmerken, het adsorptie-evenwicht en het kinetiekonderzoek.

De maximale adsorptiecapaciteiten van SA-Zn-HZ, SA-Zn_x Al-HT en het controlemonster SA-Al-H met verschillende Zn-gehalten. Van links naar rechts nam de inhoud van het Zn-element stapsgewijs af

De textuurkarakters van SA-Zn-HZ en SA-Zn₃ Al-HT

De morfologie van SA-Zn-HZ, SA-Zn₃ Al-HT en de drager SA werden gekenmerkt door TEM zoals weergegeven in figuur 2 en aanvullend bestand 1:figuur S1. Hydrozinkiet (HZ) en Zn/Al-CO₃ ²⁻ HT in SA-Zn-HZ en SA-Zn₃ Al-HT-composieten vertoonden allemaal een vlokstructuur met een ultradunne dikte (<-5 nm). De textuurparameters van SA-Zn-HZ en SA-Zn₃ Al-HT staan vermeld in tabel 1 en de oppervlakten van SA-Zn-HZ en SA-Zn₃ Al-HT berekend uit N₂ adsorptie-desorptie-isothermen (Fig. 3a) zijn 264,1 m² g⁻¹ en 233,9 m² g⁻¹ respectievelijk lager dan die van het substraat SA (Aanvullend bestand 1:Tabel S1 en Figuur S2), vanwege de mogelijke blokkering van de poriënstructuur van SA door lamellaire HZ en Zn/Al-CO₃ ²⁻ HT en de hogere dichtheid van HZ en HT dan die van SA. Zoals getoond in Fig. 3b, vertonen de XRD-patronen een hydrozinkietstructuur (PDF#19-1458, Zn₅ (CO₃ )₂ (OH)₆ ) voor SA-Zn-HZ en een typische carbonaat-geïntercaleerde hydrotalcietstructuur (PDF#51-1525) voor SA-Zn₃ Al-HT, respectievelijk. De sterkte van karakteristieke diffractiepieken van beide monsters is echter zwak, wat wijst op de ultradunne gelaagde structuur en de relatief zwakke kristalliniteit van HZ en HT in de composieten.

TEM-afbeeldingen van SA-Zn-HZ (a , b ), SA-Zn₃ Al-HT (c , d ) bereid bij een pH van 9,5

N₂ adsorptie-desorptie-isothermen (a ) en XRD-patronen (b ) van SA-Zn-HZ en SA-Zn₃ Al-HT

Adsorptie-isothermen van Pb(II)-ionen op SA-Zn-HZ en SA-Zn₃ Al-HT

Het effect van initiële Pb(II)-concentraties (100, 200, 300, 400, 500 en 1000 ppm) op de adsorptie-eigenschappen van SA-Zn-HZ en SA-Zn₃ Al-HT is opgenomen in figuur 4a. Zoals verwacht nam de adsorptiecapaciteit voor beide adsorbentia toe met de stijgende beginconcentraties van Pb(II). Bij lage initiële concentraties van 100, 200 en 300 ppm waren de adsorptiecapaciteiten voor Pb(II) bijna lineair evenredig met de initiële Pb(II)-concentraties voor zowel SA-Zn-HZ als SA-Zn₃ Al-HT. Bij hoge initiële Pb(II)-concentraties van 400, 500 en 1000 ppm neemt de adsorptiecapaciteit echter langzaam toe en nadert bijna hun maximale adsorptiecapaciteit, wat te wijten is aan het ontbreken van beschikbare adsorptieplaatsen op adsorbentia die meer Pb( II) ionen. De adsorptie-isothermgegevens werden uitgerust met de Langmuir-, Freundlich-, Sips- en Redlich-Peterson-modellen die wiskundig werden weergegeven als Eqs. (1), (2), (3) en (4) [13, 24, 35,36,37], respectievelijk:

$$ {C}_e/{q}_e=1/\left({q}_m{K}_L\right)+{C}_e/{q}_m $$ (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)

Adsorptie-isothermen van Pb(II) op SA-Zn-HZ en SA-Zn₃ Al-HT (a ), Langmuir (b ), en Freundlich (c ) adsorptie-isothermmodellen passend voor Pb(II)-adsorptie. Experimentomstandigheden:initiële Pb(II)-concentratie 100 ~ 1000 ppm; adsorberende dosis 0,5 g L⁻¹ ; contacttijd 24 uur, oplossing pH 6,0 ± 0,1; temperatuur 30 °C

Waar C _e (mg/L) is de evenwichtsconcentratie in de waterige fase; q _e (mg/g) is de evenwichtshoeveelheid die door het adsorbens wordt geadsorbeerd; q _m (mg/g) geeft de theoretische verzadigde adsorptiecapaciteit aan; K _L (L/mg) is Langmuir-constante gerelateerd aan de adsorptie-desorptie-energie en de affiniteit van bindingsplaatsen voor ionen; K _F is ruwweg een indicator van de adsorptiecapaciteit, en 1/n is de adsorptie-intensiteit; K _S (L/mmol) is de Sips-isothermconstante en n _S is de Freundlich-heterogeniteitsfactor; K _RP (L/mg) en n _RP zijn Redlich-Peterson constanten. De adsorptiegegevens en fittingplots van Langmuir-, Freundlich-, Sips- en Redlich-Peterson-modellen voor Pb(II)-adsorptie op SA-Zn-HZ en SA-Zn₃ Al-HT werden getoond in Fig. 4b, c en Aanvullend bestand 1:Afbeelding S3, en de berekende parameters van deze modellen werden gegeven in Tabel 2 en Aanvullend bestand 1:Tabel S2. Voor de vier bestudeerde modellen liet het Langmuir-model significantere correlatiecoëfficiënten zien (R ² ≥ 0,99) met de experimentele gegevens dan die van respectievelijk Freundlich-, Sips- en Redlich-Peterson-modellen, en de maximale adsorptiecapaciteiten van de SA-Zn-HZ en SA-Zn₃ Al-HT voor Pb(II) gebaseerd op het Langmuir-model zijn respectievelijk 684,9 mg/g en 555,6 mg/g.

Adsorptiekinetiek van Pb(II)-ionen op SA-Zn-HZ en SA-Zn₃ Al-HT

Adsorptiekinetiek werd onderzocht om de tijd te bepalen die nodig is voor adsorptie-evenwicht en om het Pb(II)-adsorptiemechanisme op de adsorbentia te verklaren. Adsorptiekinetische gegevens van Pb(II) op SA-Zn-HZ en SA-Zn₃ Al-HT van 0 tot 1440 min (24 uur) werd weergegeven in figuur 5a. Het is te zien dat de adsorptiesnelheden voor beide adsorbentia snel waren binnen de eerste 50 minuten, daarna geleidelijk vertraagden en daarna werd het adsorptie-evenwicht bereikt. De snelle verwijdering van Pb(II) in het begin kan worden toegeschreven aan de snelle diffusie van Pb(II) van de bulkoplossing naar de externe oppervlakken van de adsorbentia en een groot aantal beschikbare plaatsen van de adsorbentia in de beginfase. In latere stadia werd het langzame adsorptieproces waarschijnlijk toegeschreven aan de langere diffusieafstand van Pb(II) op het adsorbens en beperkte oppervlakte-adsorptieplaatsen van de adsorbentia. Onderzoek naar het adsorptiemechanisme van Pb(II) op SA-Zn-HZ en SA-Zn₃ Al-HT werden de experimentele resultaten uitgerust met de pseudo-eerste-orde en pseudo-tweede-orde kinetische modellen zoals uitgedrukt door Vgl. (5) en (6) [35, 38], respectievelijk.

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

waar q _t (mg/g) is de hoeveelheid adsorbaat verwijderd door het adsorbens op het moment t (min); q _e (mg/g) is de evenwichtsadsorptiecapaciteit; k ₁ (min⁻¹ ) en k ₂ (g/(mg min⁻¹ )) zijn de snelheidsconstanten van respectievelijk pseudo-eerste-orde en pseudo-tweede-orde modellen. De lineaire grafieken van de ln(q _e -q _t ) versus t en de plots van t /q _t tegen t voor respectievelijk de pseudo-eerste-orde en pseudo-tweede-orde kinetische modellen worden getoond in Fig. 5b, c. De adsorptiecapaciteiten (q _e ) en de snelheidsconstanten (k ₁ en k ₂ ) berekend op basis van de hellingen en intercepts van de plots zijn samengevat in Tabel 3. Het is duidelijk dat het pseudo-tweede-ordemodel met hogere correlatiecoëfficiënten (R ² > 0,99) passen beter bij de experimentele kinetische gegevens dan het pseudo-eerste-ordemodel. Bovendien zijn de waarden van de adsorptiecapaciteit (q _{e , cal} ) berekend op basis van het pseudo-tweede-ordemodel zijn zeer consistent met de experimentele q _e waarden (q _{e, exp} ). Deze resultaten suggereerden dat het sorptiemechanisme van het pseudo-tweede-orde kinetische model overheersend was, wat aantoont dat de algehele snelheid van de Pb(II)-opname gecontroleerd leek te worden door een chemisorptieproces [13, 39].

Adsorptiekinetiek van Pb( II) op SA-Zn-HZ en SA-Zn₃ Al-HT (a ) en plots van de pseudo-eerste-orde (b ) en pseudo-tweede-orde (c ) kinetische adsorptiemodellen geschikt voor Pb(II)-adsorptie. Experimentomstandigheden:initiële Pb(II)-concentratie 500 ppm; adsorberende dosis 0,5 g L⁻¹ ; contacttijd 0 ~ 24 h, oplossing pH 6,0 ± 0,1; temperatuur 30 °C

Adsorptiemechanisme en prestatie-evaluatie

Het mechanisme van Pb(II)-adsorptie op SA-Zn-HZ en SA-Zn₃ verder onderzoeken Al-HT, de monsters SA-Zn-HZ en SA-Zn₃ Al-HT na adsorptie (SA-Zn-HZ-Pb en SA-Zn₃ Al-HT-Pb) werden gekenmerkt door TEM, EDS-mapping en XRD. Zowel SA-Zn-HZ-Pb als SA-Zn₃ Al-HT-Pb (Fig. 6) hebben een hoger contrast dan SA-Zn-HZ en SA-Zn₃ Al-HT in TEM-afbeeldingen (Fig. 2), waaruit blijkt dat een hoog atoomnummer van Pb is geadsorbeerd op de adsorbentia uit de oplossing. In EDS-elementtoewijzing van aanvullend bestand 1:figuur S4 en figuur S5 is het duidelijk dat het Pb-element uniform is verspreid in de SA-Zn-HZ-Pb en SA-Zn₃ Al-HT-Pb, wat indirect wijst op de heterogene kiemvorming van Pb(II)-soorten op het oppervlak van adsorbentia. De XRD-analyse (Fig. 7) toonde de Pb(II)-soorten in SA-Zn-HZ-Pb en SA-Zn₃ Al-HT-Pb bestaan allemaal in de vorm van Pb₃ (CO₃ )₂ (OH)₂ (Hydrocerussite, PDF#13-0131), die stabieler is dan Pb(OH)₂ of PbCO₃ vanwege de lagere oplosbaarheidsproductconstante van eerstgenoemde (3.16 × 10⁻⁴⁶ ) vergeleken met die van de laatste (1.43 × 10⁻¹⁵ voor Pb(OH)₂ en 7,9 × 10⁻¹⁴ voor PbCO₃ ) [40, 41]. De pH-veranderingen van de oplossing in de tijd in de adsorptie worden weergegeven in Fig. 8. Bij de initiële contacttijd (0 ~ 210 min) nam de pH van de oplossing continu toe, voornamelijk omdat het hydrozinkiet en hydrotalciet bestaande uit hydroxiden werden opgelost om een neerslag-oplossing te bereiken evenwicht in de zwak zure Pb-oplossing wat resulteerde in het vrijkomen van OH⁻ . De pH van de oplossing nam echter geleidelijk af met een voortdurende toename van de contacttijd (210 ~ 1440 min), wat waarschijnlijk komt omdat het geproduceerde hydrocerussiet in de adsorptie afgezet op het oppervlak van hydrozinciet en hydrotalciet het verder oplossen van beide adsorbentia en de daaropvolgende afgifte verhinderde van OH⁻ , ondertussen de OH⁻ werd achtereenvolgens geconsumeerd om hydrocerussiet te genereren samen met CO₃ ²⁻ en Pb²⁺ bij de oplossing. Over het algemeen hebben de Pb(II)-oplossingen een lage pH-fluctuatie met een bereik van 6,0 ~ 6,39 en 6,0 ~ 6,21 in het adsorptieproces met behulp van SA-Zn-HZ en SA-Zn₃ Al-HT als adsorbentia, waarbij beide adsorbentia zich manifesteren, hebben een lage impact op de pH van het waterlichaam.

TEM-afbeeldingen van SA-Zn-HZ-Pb (a ) en SA-Zn₃ Al-HT-Pb (b )

XRD-patronen van SA-Zn-HZ-Pb en SA-Zn₃ Al-HT-Pb

pH-waarden van de Pb(II)-oplossingen versus tijd in de adsorptie met SA-Zn-HZ en SA-Zn₃ Al-HT als adsorbentia

In dit adsorptiesysteem is de isomorfe substitutie van divalent van Zn(II) in SA-Zn-HZ en SA-Zn₃ Al-HT door Pb(II) is onmogelijk vanwege de veel grotere ionenstraal van Pb(II) (0,119 nm) dan die van Zn(II) (0,074 nm). Daarom is de reactie van HZ of Zn/Al-CO₃ ²⁻ HT met toxische Pb(II)-kationen heeft waarschijnlijk een grote bijdrage geleverd aan de adsorptie en heeft geleid tot de precipitatie van hydrocerussiet. De neerslagtransformatie van HZ (of Zn/Al-CO₃ ²⁻ HT) tot hydrocerussiet in de Pb(II)-bevattende waterige oplossing was waarschijnlijk te wijten aan de lagere oplosbaarheidsproductconstante van de latere dan die van de eerstgenoemde [42]. Bovendien is in dit adsorptiesysteem het adsorptieproces gebaseerd op de transformatiereacties van oppervlakteprecipitatie onomkeerbaar. Voordat de verzadigde adsorptie wordt bereikt, kunnen de katalysatoren herhaaldelijk worden hergebruikt en vertoonden ze een hoge verwijderingsefficiëntie (> -93,5%) in elke cyclus (Fig. 9). Zodra de verzadigde adsorptie is bereikt, kunnen de adsorbentia niet opnieuw worden gebruikt, zelfs niet na calcinering, wat kan worden toegeschreven aan de reden dat de functionele oppervlaktecomponenten (hydrozinkiet en hydrotalciet) in de verzadigde adsorbentia zijn omgezet in hydrocerussiet en verdere adsorptie wordt beperkt.

Recycling voor de verwijdering van Pb(II) door a ongerept SA-Zn-HZ, verzadigd SA-Zn-HZ (SA-Zn-HZ-Pb (40,5%)) en verzadigd SA-Zn-HZ na calcineren; b ongerepte SA-Zn₃ Al-HT, verzadigd SA-Zn₃ Al-HT (SA-Zn-HZ-Pb (35,0%)) en verzadigd SA-Zn₃ Al-HT na calcineren. Initiële Pb(II)-concentratie 100 ppm; adsorberende dosis 0,5 g L⁻¹ ; contacttijd 24 uur, oplossing pH 6,0 ± 0,1; temperatuur 30 °C

De maximale adsorptiecapaciteiten van de SA-Zn-HZ en SA-Zn₃ Al-HT voor Pb(II) op basis van het Langmuir-isothermmodel zijn respectievelijk 684,9 en 555,6 mg/g hoger dan die van andere op hydrotalciet gebaseerde adsorbentia en de meeste andere anorganische adsorbentia zoals grafeenoxide, koolstofnanobuisjes en actieve kool -gebaseerde adsorbentia (tabel 4). De superieure adsorptie-eigenschappen samen met de lage kosten en het gemak van voorbereiding maken de SA-Zn-HZ en SA-Zn₃ Al-HT zeer competitieve aaseters voor de verwijdering van Pb(II) uit het afvalwater.

Conclusies

We hebben de textuureigenschappen, Pb(II)-adsorptie-eigenschappen, adsorptiekinetiek en mogelijk adsorptiemechanisme van door silica aerogel ondersteund hydrozinciet en Zn-Al-CO₃ aangetoond. ²⁻ hydrotalciet. De beide ondersteunde hydrozinkiet en Zn/Al-CO₃ ²⁻ hydrotalciet hebben een ultradunne dikte (< 5 nm) en een groot oppervlak. In de batch-Pb(II)-adsorptie-experimenten pasten de adsorptiegegevens goed bij het Langmuir-isothermmodel en het pseudo-tweede-orde kinetische model, wat wijst op een oppervlaktechemisorptieproces. De verzadigde adsorptiecapaciteiten berekend op basis van het Langmuir-isothermmodel zijn 684,9 en 555,6 mg/g voor het ondersteunde hydrozinciet en Zn/Al-CO₃ ²⁻ hydrotalciet, respectievelijk dicht bij de experimentwaarden en hoger dan de adsorptiecapaciteiten van andere op hydrotalciet gebaseerde adsorbentia en de meeste andere anorganische adsorbentia die eerder zijn gerapporteerd. Na de adsorptie bestaan de Pb(II)-soorten die op de adsorbentia zijn geadsorbeerd in de vorm van hydrocerussiet en de XRD-diffractiepieken van hydrozinciet of Zn/Al-CO₃ ²⁻ hydrotalciet verdwenen, wat aantoont dat de aard van de adsorptie waarschijnlijk de precipitatieconversie van hydrozinciet of Zn/Al-CO₃ is ²⁻ hydrotalciet in hydrocerussiet met een productconstante met een lage oplosbaarheid in de Pb(II)-oplossing. Ten slotte zou dit werk een referentie bieden voor de ontwikkeling van nieuwe absorbentia voor zware metaalionen, bijv., immobilization toxic metal ions on the surface of the adsorbents in form of special precipitates with low solubility product constants by precipitation transformation reactions.