Silica Aerogel-gestütztes Hydrozincit und Carbonat-interkaliertes Hydrotalcit zur hocheffizienten Entfernung von Pb(II)-Ionen durch Fällungs-Umwandlungsreaktionen

Hintergrund

Die Verschmutzung von Wasserverteilungssystemen und Oberflächengewässern durch Schwermetalle (z. B. Pb, Cd und Hg) verursacht ernsthafte Gesundheitsprobleme für die Umwelt und für lebende Organismen und ist seit vielen Jahren ein großes globales Problem [1, 2]. Zur Entfernung hochgiftiger Schwermetallionen aus Wasser wurden verschiedene Technologien wie chemische Fällung [3], Adsorption [4, 5], Ionenaustausch [6, 7] usw. verwendet, von denen die Adsorption die am weitesten verbreitete ist aufgrund der Einfachheit der Bedienung, der hohen Effizienz [8, 9] und des geringen Einflusses auf die Überlebensumgebung der aquatischen Biologie wie pH [10], für die es große Schwankungen geben würde, wenn Schwermetallionen durch chemische Fällung mit hohen Konzentrationen an Fällungsmittel entfernt werden Reagenzien. Aus diesen Gründen wurden eine Reihe von absorbierenden Materialien wie anorganische Materialien [11,12,13,14,15], Polymere [16], Biomaterialien [17, 18] und Sorptionsharze [7, 8] entwickelt und zur Adsorption giftiger Metallionen aus Abwasser eingesetzt. Es gibt jedoch noch einige Herausforderungen, die den Adsorptionsansatz einschränken, wie z. B. eine begrenzte Oberfläche und entsprechend niedrige Adsorptionskapazitäten für die meisten Adsorbentien. Daher ist es wünschenswert, neuartige Adsorptionsmittelmaterialien mit großer Oberfläche für die Entfernung von Schwermetallionen mit hoher Effizienz zu erforschen.

Hydrotalcite (HTs, auch geschichtete Doppelhydroxide genannt), die aus gestapelten oktaedrischen Schichten vom Brucit-Typ bestehen, die aus zwei- und dreiwertigen Metallhydroxiden mit Anionen und Wassermolekülen bestehen, die den Zwischenschichtraum besetzen, wurden ausgiebig zum Adsorbieren verschiedener Anionen durch Ionenaustausch verwendet [ 19,20,21]. Diese Materialien wurden in den letzten Jahren auch als Sorptionsmittel und Fänger von Schwermetallkationen aus Gewässern untersucht [22,23,24,25,26]. Kostengünstige, einfache Herstellung und hohe Sorptionseffizienz machen diese Materialien für den Einsatz in der Abwasserreinigung geeignet [27, 28]. HTs selbst könnten toxische Metallkationen auf drei Wegen adsorbieren:(1) isomorphe Substitution zweiwertiger Metallionen im HT-Kristall durch toxische zweiwertige Metallionen mit ähnlichen Ionenradien in der Lösung [24, 27]; (2) Reaktion der Metallhydroxidkomponente (hauptsächlich zweiwertige Metallhydroxide) in HTs mit toxischen Metallionen mit unterschiedlichen Ionenradien [29]; (3) Reaktion von Zwischenschichtcarbonat mit toxischen Metallionen [29]. Aus dem oben Gesagten sind Zwischenschicht-Carbonat- und zweiwertige Metallhydroxid-Komponenten in den Schichten die wichtigsten funktionellen Komponenten in HTs für die Adsorption toxischer Metallionen, und daher wird erwartet, dass Carbonat-interkalierte HTs (Carbonat-HTs), die beide Komponenten enthalten, eine optimale Adsorptionsleistung für Metall aufweisen Ionen. Mit konventionellen Methoden synthetisierte HT-Pulver haben jedoch typischerweise niedrige spezifische Oberflächen [30], die ihre Adsorptionseigenschaften einschränken. Eine gute Möglichkeit, die Oberfläche von HTs zu verbessern, besteht darin, sie auf Trägern mit großer Oberfläche zu tragen. Liet al. [31] stellten poröse Materialien (SBA-15) auf HTs mit großer Oberfläche durch hydrothermale Langzeitbehandlung der zuvor hergestellten gemischten Metalloxide auf SBA-15 her. Jonget al. [32] synthetisierten Kohlenstoff-Nanofasern unterstützten HT-Plättchen mit geringer Größe und vergrößerter Oberfläche. Die obigen Trägerverfahren sind jedoch etwas kompliziert und die Trägermaterialien sind teuer. Darüber hinaus gibt es nur wenige Berichte über die Adsorption toxischer Metallionen durch Carbonathydroxidsalze zweiwertiger Metalle, die auch sowohl Carbonat- als auch zweiwertige Metallhydroxide wie Carbonat-HTs enthalten. Daher wird erwartet, dass die Entwicklung kostengünstiger und einfach herzustellender geträgerter Carbonathydroxidsalze und Carbonat-HTs mit großer Oberfläche die Adsorption toxischer Metallionen verbessert.

Silica-Aerogele (SAs) haben aufgrund ihrer geringen Schüttdichte, großen Oberfläche und geringen Wärmeleitfähigkeit sowohl in der Wissenschaft als auch in der Technik großes Interesse auf sich gezogen [33, 34]. Darüber hinaus ist SA aufgrund seiner massiven Herstellung und der sehr großen Nachfrage in der Wärmedämmungsindustrie kostengünstig (USD 2 ~ 3/kg). Daher wird in der vorliegenden Arbeit Hydrozincit (Zn₅ (OH)₆ (CO₃ )₂ ) und Zn/Al-CO₃ ²⁻ Hydrotalcit, unterstützt auf kommerziellem SA, das einen begrenzten Raum und Keimbildungsstellen für die Beladung und das Wachstum von Hydrozincit und Zn/Al-CO₃ . bietet ²⁻ Hydrotalcit, wurden nach einem einfachen Verfahren hergestellt. Die Textureigenschaften des von SA unterstützten Hydrozincits und Zn/Al-CO₃ ²⁻ Hydrotalcit wurden durch TEM, XRD, ICP und BET charakterisiert. Der Einfluss des Zn(II)-Ionengehalts und des pH-Wertes für die Synthese von Adsorbentien auf die Adsorptionskapazitäten wurde besonders untersucht. Darüber hinaus wurden das Adsorptionsgleichgewicht und die Kinetik untersucht und mit den entsprechenden Isothermenmodellen bzw. Kinetikmodellen versehen. Die Adsorptionsmittel nach der Adsorption wurden durch TEM-, XRD- und EDS-Kartierung charakterisiert. Schließlich wurde ein möglicher Adsorptionsmechanismus in diesem Adsorptionssystem diskutiert.

Methoden

Materialien

Zinknitrat, Aluminiumnitrat, Natriumhydrogencarbonat, Natriumhydroxid und Bleinitrat waren alle von analytischer Qualität und wurden von Aladdin Reagent Co., Ltd. (Shanghai, China) bezogen. Salzsäure (36–38 %) war von analytischer Qualität und wurde von Sinopharm Chemical Reagent Co., China (Shanghai, China) bezogen. SA wurde von Nano Tech Co, LTD (Shaoxing, China) bereitgestellt.

Vorbereitung der Adsorbentien

Das SA-Pulver wurde 2 h bei 823 K kalziniert, um die organischen Gruppen auf der Oberfläche vor der Verwendung zu entfernen. Das behandelte SA (500 mg) wurde in 500 ml entionisiertem Wasser durch Ultraschall 30 Minuten lang dispergiert. Zu der erhaltenen SA-Suspension 25 ml gemischte Lösung (A) von m mol Zn(NO₃ )₂ und n mol Al(NO₃ )₃ in 150 ml entionisiertem Wasser wurde zugegeben und 5 Minuten gerührt, und dann 125 ml gemischte Lösung A und eine weitere gemischte Lösung aus NaOH/NaHCO₃ (0,5 M/0,5 M) wurde abwechselnd tropfenweise zugegeben. Das Zn:Al-Verhältnis wurde so variiert, dass m + n = 0,0075 mol und m :n = 3:0, 3:1, 2:1 und 0:1. Die endgültigen pH-Werte der Lösungen wurden mit der obigen gemischten Lösung von NaOH/NaHCO₃ . auf 8,8 oder 9,5 eingestellt gefolgt von einer hydrothermalen Behandlung bei 80 °C für 24 h. Die erhaltenen Produkte wurden durch Zentrifugation gesammelt, dreimal mit entionisiertem Wasser gewaschen und vakuumgetrocknet. Die endgültigen Proben von SA-unterstütztem Hydrozincit (Hydrozincit, m :n = 3:0) und Zn/Al-Hydrotalcit (m :n = 3:1 und 2:1) wurden als SA-Zn-HZ und SA-Zn _{x . bezeichnet} Al-HT bzw. wobei x das Molverhältnis zweiwertiges Metall/dreiwertiges Metall in der Vorläuferlösung darstellt. Die Kontrollprobe von SA-geträgertem Aluminiumhydroxid wurde als SA-Al-H (m :n = 0:1).

Charakterisierung

Transmissionselektronenmikroskopische Aufnahmen wurden unter Verwendung des Elektronenmikroskops JEM-1011, das bei einer Beschleunigungsspannung von 80 kV betrieben wurde, aufgenommen. Rasterelektronenmikroskopische Aufnahmen und energiedispersive Spektren wurden unter Verwendung des Rasterelektronenmikroskops JSM-6360LV, ausgestattet mit einem X-act energiedispersiven Röntgen(EDX)-Analysator (Oxford INCA), erhalten. N₂ Adsorptions-Desorptions-Isothermen wurden mit einem Micromeritics ASAP TriStar II 3020 Porenanalysator bei 77 K unter kontinuierlichen Adsorptionsbedingungen erhalten. Die Proben wurden vor den Messungen 8 h bei 150 °C entgast. Die spezifischen Oberflächen wurden nach der Brunauer-Emmett-Teller-Methode berechnet und die Porengrößenverteilungen wurden unter Verwendung der Barrett-Joyner-Halenda-Analyse aus den Desorptionszweigen der Stickstoffisothermen gemessen. Das Röntgenbeugungsmuster (XRD) wurde unter Verwendung eines Empyrea-XRD-Diffraktometers gesammelt. Die Elementgehalte von Zn, Si und Al der Adsorbentien wurden mit Atomemissionsspektroskopie mit induktiv gekoppeltem Plasma (Leeman Prodigy XP ICP-AES-Spektrometer) bestimmt.

Adsorptionsexperiment

Die wässrige Pb(II)-Lösung (1000 ppm) wurde durch Auflösen von Pb(NO₃ )₂ in entionisiertem Wasser. Danach wurde es mit entionisiertem Wasser auf eine gewünschte Konzentration verdünnt. Die Pb(II)-Lösungen mit unterschiedlichen Konzentrationen wurden alle so eingestellt, dass ein pH-Wert von etwa 6,0 mit 0,1 mol L ^–1 . erreicht wurde Wässrige HCl- oder NaOH-Lösungen. Typischerweise wurden 50 mg Adsorptionsmittel in 100 ml wässrige Pb(II)-Lösungen mit unterschiedlichen Konzentrationen (100, 200, 300, 400, 500 bzw. 1000 ppm) in einem Erlenmeyerkolben gegeben. Anschließend wurde der Erlenmeyerkolben in einem Inkubatorschüttler bei einer eingestellten Temperatur von 25 °C 24 h lang geschüttelt (150 U/min), um das Adsorptionsgleichgewicht zu erreichen. Am Ende jedes Adsorptionsverfahrens wurden die Suspensionen zentrifugiert und die Überstände wurden filtriert und verwendet, um die Mengen an Pb(II) durch Shimadzu AA-6300 Atomadsorptionsspektrophotometer (AAS) zu bestimmen. Die Adsorptionskapazitäten der Adsorbentien wurden nach folgender Gleichung berechnet:q _e = (C ₀ − C _e )V/m, wobei q _e stellt die adsorbierte Menge im Gleichgewicht dar (mg g ⁻¹ ), C ₀ und C _e sind die Anfangs- und Gleichgewichtskonzentrationen von Schadstoffen in Lösung (mg L ⁻¹ ), V ist das Volumen der Pb(II)-Lösungen (ml) und m ist das Trockengewicht der Adsorbentien (g). Für die Analyse der Adsorptionskinetik wurden 50 mg Adsorptionsmittel in 100 ml Pb(II)-Lösung mit einer Konzentration von 500 ppm gegeben. Die Suspensionen wurden bei 25 °C geschüttelt (150 U/min). In spezifischen Reaktionszeitintervallen von 10, 30, 50, 70, 100, 140, 180, 240, 360, 600 und 1440 min wurden 2 ml Suspensionen entnommen und durch eine 0,22 ml-Membran filtriert. Die Pb(II)-Konzentration im Filtrat wurde mit einem Flammen-Atomadsorptionsspektrophotometer (Shimadzu AA-6300) analysiert.

Ergebnisse und Diskussion

Die Optimierung der Syntheseparameter

Um den Einfluss von Syntheseparametern der Adsorbentien auf ihre Adsorptionsleistung zu untersuchen, wurden die maximalen Adsorptionskapazitäten von SA-Zn-HZ, SA-Zn₃ Al-HT, SA-Zn₂ Al-HT und SA-Al-H, hergestellt unter verschiedenen Zn/Al-Vorläuferverhältnissen (3:0, 3:1, 2:1 und 0:1) und pH (8,8 und 9,5) wurden getestet (Abb. 1) . Die maximale Adsorptionskapazität beträgt 680,8 mg g ⁻¹ , 537,8 mg g ⁻¹ , 429,5 mg g ⁻¹ , und 176,4 mg g ⁻¹ , bzw. für SA-Zn-HZ, SA-Zn₃ Al-HT, SA-Zn₂ Al-HT und SA-Al-H, hergestellt bei einem pH-Wert von 9,5, und diese sind 510,6, 482,2, 405,7 bzw. 111,8 mg/g für SA-Zn-HZ, SA-Zn₃ Al-HT, SA-Zn₂ Al-HT und SA-Al-H, hergestellt bei pH 8,8. Daraus kann geschlossen werden, dass hohe Gehalte an zweiwertigen Metallen und ein hoher pH-Wert (z. B. 9,5) auf synthetischem Medium zur Förderung der Adsorptionseigenschaften von Vorteil sind. Die SA-Zn-HZ und SA-Zn₃ Al-HT, synthetisiert bei pH 9,5 mit hoher Adsorptionskapazität, wurde für die strukturellen Eigenschaften, das Adsorptionsgleichgewicht und die Kinetikforschung in den folgenden Abschnitten verwendet.

Die maximalen Adsorptionskapazitäten von SA-Zn-HZ, SA-Zn _x Al-HT und die Kontrollprobe SA-Al-H mit verschiedenen Zn-Gehalten. Von links nach rechts nahm der Zn-Elementgehalt schrittweise ab

Die Texturzeichen von SA-Zn-HZ und SA-Zn₃ Al-HT

Die Morphologie von SA-Zn-HZ, SA-Zn₃ Al-HT und der Carrier SA wurden durch TEM charakterisiert, wie in Abb. 2 und Zusätzliche Datei 1:Abbildung S1 gezeigt. Hydrozincit (HZ) und Zn/Al-CO₃ ²⁻ HT in SA-Zn-HZ und SA-Zn₃ Alle Al-HT-Verbundwerkstoffe zeigten alle eine Flockenstruktur mit ultradünner Dicke (< 5 nm). Die Texturparameter von SA-Zn-HZ und SA-Zn₃ Al-HT sind in Tabelle 1 aufgeführt, und die Oberflächen von SA-Zn-HZ und SA-Zn₃ Al-HT berechnet aus N₂ Adsorptions-Desorptions-Isothermen (Abb. 3a) betragen 264,1 m ² g ⁻¹ und 233,9 m ² g ⁻¹ , bzw. niedriger als die des Substrats SA (Zusatzdatei 1:Tabelle S1 und Abbildung S2), aufgrund der möglichen Blockierung der Porenstruktur von SA durch lamellares HZ und Zn/Al-CO₃ ²⁻ HT und die höhere Dichte von HZ und HT als die von SA. Wie in Abb. 3b gezeigt, weisen die XRD-Muster eine Hydrozincitstruktur auf (PDF#19-1458, Zn₅ (CO₃ )₂ (OH)₆ ) für SA-Zn-HZ und eine typische Carbonat-interkalierte Hydrotalcitstruktur (PDF#51-1525) für SA-Zn₃ Al-HT bzw. Die Stärke der charakteristischen Beugungspeaks beider Proben ist jedoch schwach, was auf die ultradünne Schichtstruktur und die relativ schwache Kristallinität von HZ und HT in den Verbundwerkstoffen hinweist.

TEM-Bilder von SA-Zn-HZ (a , b ), SA-Zn₃ Al-HT (c , d ) hergestellt bei pH 9,5

N₂ Adsorptions-Desorptions-Isothermen (a ) und XRD-Muster (b ) von SA-Zn-HZ und SA-Zn₃ Al-HT

Adsorptionsisothermen von Pb(II)-Ionen auf SA-Zn-HZ und SA-Zn₃ Al-HT

Die Wirkung der anfänglichen Pb(II)-Konzentrationen (100, 200, 300, 400, 500 und 1000 ppm) auf die Adsorptionseigenschaften von SA-Zn-HZ und SA-Zn₃ Al-HT ist in Abb. 4a enthalten. Erwartungsgemäß stiegen die Adsorptionskapazitäten für beide Adsorbentien mit steigenden Anfangskonzentrationen von Pb(II). Bei niedrigen Anfangskonzentrationen von 100, 200 und 300 ppm waren die Adsorptionskapazitäten für Pb(II) nahezu linear proportional zu den anfänglichen Pb(II)-Konzentrationen sowohl für SA-Zn-HZ als auch für SA-Zn_{3 Al-HT. Bei hohen anfänglichen Pb(II)-Konzentrationen von 400, 500 und 1000 ppm steigen die Adsorptionskapazitäten jedoch langsam an und nähern sich fast ihren maximalen Adsorptionskapazitäten, was auf den Mangel an verfügbaren Adsorptionsplätzen auf Adsorptionsmitteln zurückzuführen ist, die mehr Pb( II) Ionen. Die Daten der Adsorptionsisothermen wurden mit den Langmuir-, Freundlich-, Sips- und Redlich-Peterson-Modellen angepasst, die mathematisch als Gl. (1), (2), (3) bzw. (4) [13, 24, 35, 36, 37]:}

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

Adsorptionsisothermen von Pb(II) auf SA-Zn-HZ und SA-Zn₃ Al-HT (a ), Langmuir (b ) und Freundlich (c ) Adsorptionsisothermenmodelle, die für die Pb(II)-Adsorption geeignet sind. Versuchsbedingungen:anfängliche Pb(II)-Konzentration 100 ~ 1000 ppm; Adsorptionsmitteldosis 0,5 g L ⁻¹ ; Kontaktzeit 24 h, Lösungs-pH 6,0 ± 0,1; Temperatur 30 °C

Wo C _e (mg/L) ist die Gleichgewichtskonzentration in der wässrigen Phase; q _e (mg/g) ist die vom Adsorptionsmittel adsorbierte Gleichgewichtsmenge; q _m (mg/g) bezeichnet die theoretische gesättigte Adsorptionskapazität; K _L (L/mg) ist die Langmuir-Konstante in Bezug auf die Adsorptions-Desorptions-Energie und die Affinität der Bindungsstellen für Ionen; K _F ist ungefähr ein Indikator für die Adsorptionskapazität und 1/n ist die Adsorptionsintensität; K _S (L/mmol) ist die Sips-Isothermenkonstante und n _S ist der Freundlich-Heterogenitätsfaktor; K _RP (L/mg) und n _RP sind Redlich-Peterson-Konstanten. Die Adsorptionsdaten und Fitting-Plots der Langmuir-, Freundlich-, Sips- und Redlich-Peterson-Modelle für die Pb(II)-Adsorption an SA-Zn-HZ und SA-Zn₃ Al-HT wurden in Abb. 4b, c und Zusatzdatei 1:Abbildung S3 gezeigt, und die berechneten Parameter dieser Modelle wurden in Tabelle 2 und Zusatzdatei 1:Tabelle S2 angegeben. Für die vier untersuchten Modelle zeigte das Langmuir-Modell signifikantere Korrelationskoeffizienten (R ² ≥ 0.99) mit den experimentellen Daten als denen von Freundlich-, Sips- bzw. Redlich-Peterson-Modellen und den maximalen Adsorptionskapazitäten von SA-Zn-HZ und SA-Zn₃ Al-HT für Pb(II) basierend auf dem Langmuir-Modell sind 684,9 mg/g bzw. 555,6 mg/g.

Adsorptionskinetik von Pb(II)-Ionen an SA-Zn-HZ und SA-Zn₃ Al-HT

Die Adsorptionskinetik wurde untersucht, um die für das Adsorptionsgleichgewicht erforderliche Zeit zu bestimmen und den Pb(II)-Adsorptionsmechanismus an den Adsorbentien zu erklären. Adsorptionskinetische Daten von Pb(II) auf SA-Zn-HZ und SA-Zn₃ Al-HT von 0 bis 1440 min (24 h) wurde in Abb. 5a dargestellt. Es ist ersichtlich, dass die Adsorptionsraten für beide Adsorptionsmittel innerhalb der ersten 50 Minuten schnell waren, sich dann allmählich verlangsamten und danach das Adsorptionsgleichgewicht erreicht wurde. Die hohen Entfernungsraten von Pb(II) am Anfang können der schnellen Diffusion von Pb(II) aus der Hauptlösung zu den äußeren Oberflächen der Adsorptionsmittel und einer großen Menge verfügbarer Stellen der Adsorptionsmittel im Anfangsstadium zugeschrieben werden. In späteren Stadien wurde der langsame Adsorptionsprozess wahrscheinlich auf die längere Diffusionsstrecke von Pb(II) auf das Adsorptionsmittel und begrenzte Oberflächenadsorptionsstellen der Adsorptionsmittel zurückgeführt. Untersuchung des Adsorptionsmechanismus von Pb(II) auf SA-Zn-HZ und SA-Zn₃ Al-HT wurden die experimentellen Ergebnisse mit den kinetischen Modellen pseudo-erster und pseudo-zweiter Ordnung, ausgedrückt durch Gl. (5) bzw. (6) [35, 38].

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

wo q _t (mg/g) ist die Menge des Adsorbats, die vom Adsorbens zum Zeitpunkt t . entfernt wurde (Mindest); q _e (mg/g) ist die Gleichgewichtsadsorptionskapazität; k ₁ (min ⁻¹ ) und k ₂ (g/(mg min ⁻¹ )) sind die Geschwindigkeitskonstanten von Modellen pseudo-erster und pseudo-zweiter Ordnung. Die linearen Diagramme der ln(q _e -q _t ) gegen t und die Plots von t /q _t gegen t für die kinetischen Modelle pseudo-erster Ordnung bzw. pseudo-zweiter Ordnung sind in Abb. 5b, c gezeigt. Die Adsorptionskapazitäten (q _e ) und die Geschwindigkeitskonstanten (k ₁ und k ₂ ), die aus den Steigungen und Achsenabschnitten der Diagramme berechnet wurden, sind in Tabelle 3 zusammengefasst. Offensichtlich ist das Modell pseudo-zweiter Ordnung mit höheren Korrelationskoeffizienten (R ² > 0.99) können die experimentellen kinetischen Daten besser anpassen als das Modell pseudo-erster Ordnung. Außerdem sind die Werte der Adsorptionskapazität (q _{e , cal} ) aus dem Modell pseudo-zweiter Ordnung berechnet sind sehr konsistent mit dem experimentellen q _e Werte (q _{e, exp} ). Diese Ergebnisse legen nahe, dass der Sorptionsmechanismus des kinetischen Modells pseudo-zweiter Ordnung vorherrscht, was zeigt, dass die Gesamtrate der Pb(II)-Aufnahme durch einen Chemisorptionsprozess kontrolliert zu werden scheint [13, 39].

Adsorptionskinetik von Pb( II) auf SA-Zn-HZ und SA-Zn₃ Al-HT (a ) und Plots der pseudo-ersten Ordnung (b ) und pseudo-zweiter Ordnung (c ) kinetische Adsorptionsmodelle für die Pb(II)-Adsorption. Versuchsbedingungen:anfängliche Pb(II)-Konzentration 500 ppm; Adsorptionsmitteldosis 0,5 g L ⁻¹ ; Kontaktzeit 0 ~ 24 h, Lösungs-pH 6,0 ± 0,1; Temperatur 30 °C

Adsorptionsmechanismus und Leistungsbewertung

Zur weiteren Untersuchung des Mechanismus der Pb(II)-Adsorption an SA-Zn-HZ und SA-Zn₃ Al-HT, die Proben SA-Zn-HZ und SA-Zn₃ Al-HT nach Adsorption (SA-Zn-HZ-Pb und SA-Zn₃ Al-HT-Pb) wurden durch TEM, EDS-Kartierung und XRD charakterisiert. Sowohl SA-Zn-HZ-Pb als auch SA-Zn₃ Al-HT-Pb (Abb. 6) hat einen höheren Kontrast als SA-Zn-HZ und SA-Zn₃ Al-HT in TEM-Bildern (Abb. 2), die zeigen, dass eine hohe Atomzahl von Pb an die Adsorbentien aus der Lösung adsorbiert wurde. In der EDS-Elementzuordnung der zusätzlichen Datei 1:Abbildung S4 und Abbildung S5 ist offensichtlich, dass das Pb-Element gleichmäßig in SA-Zn-HZ-Pb und SA-Zn₃ dispersed verteilt ist Al-HT-Pb, was indirekt auf die heterogene Nukleation von Pb(II)-Spezies auf der Oberfläche von Adsorbentien hinweist. Die XRD-Analyse (Abb. 7) zeigte die Pb(II)-Spezies in SA-Zn-HZ-Pb und SA-Zn₃ Al-HT-Pb existieren alle in Form von Pb₃ (CO₃ )₂ (OH)₂ (Hydrocerussit, PDF#13-0131), das stabiler ist als Pb(OH)₂ oder PbCO₃ aufgrund der niedrigeren Löslichkeitsproduktkonstante des ersteren (3,16 × 10 ⁻⁴⁶ ) verglichen mit denen der letzteren (1,43 × 10 ⁻¹⁵ für Pb(OH)₂ und 7,9 × 10 ⁻¹⁴ für PbCO₃ ) [40, 41]. Die pH-Änderungen der Lösung im Laufe der Zeit bei der Adsorption sind in Abb. 8 dargestellt. Bei der anfänglichen Kontaktzeit (0 ~ 210 min) stieg der pH-Wert der Lösung kontinuierlich an, hauptsächlich weil das Hydrozincit und Hydrotalcit, die aus Hydroxiden zusammengesetzt sind, gelöst wurden, um eine Fällungslösung zu erreichen Gleichgewicht in der schwach sauren Pb-Lösung, was zur Freisetzung von OH ⁻ . führte . Der pH-Wert der Lösung nahm jedoch mit fortschreitender Kontaktzeit (210 ~ 1440 min) allmählich ab, was wahrscheinlich daran liegt, dass das bei der Adsorption gebildete Hydrocerussit, das sich auf der Oberfläche von Hydrozincit und Hydrotalcit ablagerte, die weitere Auflösung der beiden Adsorptionsmittel und die anschließende Freisetzung verhinderte von OH ⁻ , währenddessen das OH ⁻ wurde nacheinander verbraucht, um zusammen mit CO₃ . Hydrocerussit zu erzeugen ²⁻ und Pb ²⁺ in der Lösung. Insgesamt haben die Pb(II)-Lösungen eine geringe pH-Schwankung mit einem Bereich von 6,0 ~ 6,39 und 6,0 ~ 6,21 im Adsorptionsprozess mit SA-Zn-HZ und SA-Zn₃ Al-HT als Adsorptionsmittel bzw. beide Adsorptionsmittel haben einen geringen Einfluss auf den pH-Wert des Wasserkörpers.

TEM-Bilder von SA-Zn-HZ-Pb (a ) und SA-Zn₃ Al-HT-Pb (b )

XRD-Muster von SA-Zn-HZ-Pb und SA-Zn₃ Al-HT-Pb

pH-Werte der Pb(II)-Lösungen gegen die Zeit bei der Adsorption mit SA-Zn-HZ und SA-Zn₃ Al-HT als Adsorptionsmittel

In diesem Adsorptionssystem ist die isomorphe Substitution von zweiwertigem Zn(II) in SA-Zn-HZ und SA-Zn₃ Al-HT durch Pb(II) ist aufgrund des viel größeren Ionenradius von Pb(II) (0,119 nm) als der von Zn(II) (0,074 nm) unmöglich. Daher ist die Reaktion von HZ oder Zn/Al-CO₃ ²⁻ HT mit toxischen Pb(II)-Kationen trug wahrscheinlich wesentlich zur Adsorption bei und führte zur Ausfällung von Hydrocerussit. Die Niederschlagstransformation von HZ (oder Zn/Al-CO₃ ²⁻ HT) zu Hydrocerussit in der Pb(II)-haltigen wässrigen Lösung war wahrscheinlich auf die niedrigere Löslichkeitsproduktkonstante der späteren als die der ersteren zurückzuführen [42]. Außerdem ist in diesem Adsorptionssystem der Adsorptionsprozess, der auf den Umwandlungsreaktionen der Oberflächenfällung beruht, irreversibel. Vor Erreichen der gesättigten Adsorption können die Katalysatoren mehrfach wiederverwendet werden und zeigen in jedem Zyklus eine hohe Abscheideleistung (> 93,5%) (Abb. 9). Sobald die gesättigte Adsorption erreicht ist, können die Adsorbentien auch nach der Kalzinierung nicht wiederverwendet werden, was darauf zurückzuführen ist, dass sich die oberflächenfunktionellen Komponenten (Hydrozincit und Hydrotalcit) in den gesättigten Adsorbentien in Hydrocerussit umgewandelt haben und die weitere Adsorption eingeschränkt ist.

Recycling zur Entfernung von Pb(II) durch a reines SA-Zn-HZ, gesättigtes SA-Zn-HZ (SA-Zn-HZ-Pb (40,5 %)) und gesättigtes SA-Zn-HZ nach Kalzinierung; b unberührtes SA-Zn₃ Al-HT, gesättigtes SA-Zn₃ Al-HT (SA-Zn-HZ-Pb (35,0%)) und gesättigtes SA-Zn₃ Al-HT nach Kalzinierung. Pb(II)-Anfangskonzentration 100 ppm; Adsorptionsmitteldosis 0,5 g L ⁻¹ ; Kontaktzeit 24 h, Lösungs-pH 6,0 ± 0,1; Temperatur 30 °C

Die maximalen Adsorptionskapazitäten der SA-Zn-HZ und SA-Zn₃ Al-HT für Pb(II) basierend auf dem Langmuir-Isothermenmodell sind 684,9 bzw. 555,6 mg/g höher als bei anderen Hydrotalcit-basierten Adsorbentien und den meisten anderen anorganischen Adsorbentien wie Graphenoxid, Kohlenstoffnanoröhren und Aktivkohle -basierte Adsorptionsmittel (Tabelle 4). Die überlegenen Adsorptionseigenschaften zusammen mit den geringen Kosten und der einfachen Herstellung machen SA-Zn-HZ und SA-Zn₃ Al-HT äußerst wettbewerbsfähige Radikalfänger für die Pb(II)-Entfernung aus dem Abwasser.

Schlussfolgerungen

Wir haben die strukturellen Eigenschaften, die Pb(II)-Adsorptionseigenschaften, die Adsorptionskinetik und den möglichen Adsorptionsmechanismus von Hydrozincit und Zn-Al-CO₃ . auf Silica-Aerogel-Basis demonstriert ²⁻ Hydrotalcit. Die beiden geträgerten Hydrozincit und Zn/Al-CO₃ ²⁻ Hydrotalcit besitzt eine ultradünne Dicke (< 5 nm) und eine große Oberfläche. In den Batch-Pb(II)-Adsorptionsexperimenten passten die Adsorptionsdaten gut zum Langmuir-Isothermenmodell und zum kinetischen Modell pseudo-zweiter Ordnung, was auf einen Oberflächenchemisorptionsprozess hindeutet. Die basierend auf dem Langmuir-Isothermenmodell berechneten gesättigten Adsorptionskapazitäten betragen 684,9 und 555,6 mg/g für das geträgerte Hydrozincit und Zn/Al-CO₃ ²⁻ Hydrotalcit nahe den experimentellen Werten bzw. höher als die Adsorptionskapazitäten anderer Hydrotalcit-basierter Adsorptionsmittel und der meisten anderen zuvor berichteten anorganischen Adsorptionsmittel. Nach der Adsorption liegen die an den Adsorbentien adsorbierten Pb(II)-Spezies in Form von Hydrocerussit vor und die XRD-Beugungspeaks von Hydrozincit oder Zn/Al-CO₃ ²⁻ Hydrotalcit verschwunden, ein Beweis für die Art der Adsorption ist wahrscheinlich die Fällungsumwandlung von Hydrozincit oder Zn/Al-CO₃ ²⁻ Hydrotalcit in Hydrocerussit mit einer geringen Löslichkeitsproduktkonstante in der Pb(II)-Lösung. Schließlich würde diese Arbeit eine Referenz für die Entwicklung neuartiger Schwermetallionen-Absorptionsmittel liefern, z. B. , Immobilisierung toxischer Metallionen auf der Oberfläche der Adsorbentien in Form von speziellen Niederschlägen mit niedrigen Löslichkeitsproduktkonstanten durch Fällungsumwandlungsreaktionen.