Hidrozincita com suporte de aerogel de sílica e hidrotalcita intercalada com carbonato para remoção de alta eficiência de íons de Pb (II) por reações de transformação de precipitação

Resumo

Neste trabalho, hidrosincita e Zn / Al-CO ₃ ²⁻ hidrotalcita suportada em aerogel de sílica foram preparadas por meio de um processo simples e econômico e utilizadas como adsorventes para remoção de Pb (II). A hidrozincita suportada e Zn / Al-CO ₃ ²⁻ a hidrotalcita possui espessura ultrafina, alta área de superfície e cristalinidade fraca. Nos experimentos de adsorção de Pb (II) em lote, os adsorventes com maiores teores de Zn (II) apresentaram maiores capacidades de adsorção de Pb (II), e os dados de adsorção se ajustaram bem ao modelo de isoterma de Langmuir e modelo cinético de pseudo-segunda ordem, indicando um mecanismo de quimissorção de superfície. As capacidades de adsorção calculadas com base no modelo de isoterma de Langmuir são 684,9 mg / ge 555,6 mg / g para a hidrozincita suportada e Zn / Al-CO ₃ ²⁻ hidrotalcita, respectivamente, superior às capacidades de adsorção de outros adsorventes à base de hidrotalcita e da maioria dos outros adsorventes inorgânicos relatados anteriormente. Os picos de difração de XRD de hidrozincita e Zn / Al-CO ₃ ²⁻ a hidrotalcita desapareceu após a adsorção, e as espécies de Pb (II) estavam uniformemente dispersas nos adsorventes na forma de Pb ₃ (CO ₃ ) ₂ (OH) ₂ comprovado por TEM, mapeamento EDS e análise de XRD, demonstrando que a natureza da adsorção é a conversão por precipitação de hidrosincita ou Zn / Al-CO ₃ ²⁻ hidrotalcita em Pb ₃ (CO ₃ ) ₂ (OH) ₂ . Estes resultados demonstram o efeito sinérgico de remoção de Pb (II) do CO ₃ ²⁻ e OH ^- derivado de hidrozincita e Zn / Al-CO ₃ ²⁻ a hidrotalcita junto com sua espessura ultrafina e alta área de superfície contribuem para as excelentes propriedades dos adsorventes.

Histórico

A poluição por metais pesados ​​(por exemplo, Pb, Cd e Hg) em sistemas de distribuição de água e águas superficiais causa sérios problemas de saúde de organismos vivos e ambientais e tem sido uma grande preocupação global por muitos anos [1, 2]. Várias tecnologias, incluindo precipitação química [3], adsorção [4, 5], troca iônica [6, 7], etc., têm sido usadas para a remoção de íons de metais pesados ​​altamente tóxicos da água, entre os quais a adsorção é a mais amplamente utilizada devido à sua simplicidade de operação, alta eficiência [8, 9] e pouca influência no ambiente de sobrevivência da biologia aquática como o pH [10], para o qual haveria grande flutuação na remoção de íons de metais pesados ​​por precipitação química usando altas concentrações de precipitante reagentes. Por essas razões, uma série de materiais absorventes, como materiais inorgânicos [11,12,13,14,15], polímeros [16], biomateriais [17, 18] e resinas de sorção [7, 8], foram desenvolvidos e aplicado para adsorção de íons metálicos tóxicos de águas residuais. No entanto, ainda existem alguns desafios que restringem a abordagem de adsorção, como área de superfície limitada e baixa capacidade de adsorção correspondente para a maioria dos adsorventes. Portanto, é desejável explorar novos materiais adsorventes de alta área superficial para a remoção de íons de metais pesados ​​com alta eficiência.

Hidrotalcitas (HTs, também chamadas de hidróxidos duplos em camadas), consistindo em camadas octaédricas do tipo brucita empilhadas que são compostas por hidróxidos de metal bivalente e trivalente com ânions e moléculas de água ocupando o espaço intercamada, têm sido amplamente utilizadas para adsorver vários ânions por troca iônica [ 19,20,21]. Esses materiais também foram estudados como sorventes e necrófagos de cátions de metais pesados ​​das águas nos últimos anos [22,23,24,25,26]. O baixo custo, a preparação simples e a alta eficiência de sorção tornam esses materiais adequados para a aplicação na área de tratamento de águas residuais [27, 28]. Os próprios HTs podem adsorver cátions metálicos tóxicos por meio de três rotas:(1) substituição isomorfa de íons metálicos divalentes no cristal de HT por íons metálicos divalentes tóxicos com raios iônicos semelhantes na solução [24, 27]; (2) reação do componente de hidróxido de metal (principalmente hidróxidos de metal divalentes) em HTs com íons metálicos tóxicos com diferentes raios iônicos [29]; (3) reação do carbonato intercalar com íons metálicos tóxicos [29]. Do exposto acima, carbonato intercalar e componentes de hidróxido de metal divalente nas camadas são os principais componentes funcionais em HTs para a adsorção de íons metálicos tóxicos e, portanto, HTs intercalados com carbonato (carbonato-HTs) contendo ambos os componentes devem ter desempenho de adsorção ideal de metal íons. No entanto, os pós HT sintetizados por métodos convencionais normalmente têm áreas de superfície específicas baixas [30], o que restringe suas propriedades de adsorção. Uma boa maneira de melhorar a área de superfície dos HTs é apoiá-los em transportadores com grande área de superfície. Li et al. [31] materiais porosos preparados (SBA-15) suportaram HTs com alta área de superfície por tratamento hidrotérmico de longa duração dos óxidos de metal misturados suportados SBA-15 pré-preparados. Jong et al. [32] nanofibras de carbono sintetizadas suportaram plaquetas HT com tamanho pequeno e área de superfície aprimorada. No entanto, os métodos de suporte acima são um tanto complicados e os materiais de suporte são caros. Além disso, existem poucos relatos sobre a adsorção de íons metálicos tóxicos por sais de hidróxido de carbonato de metal divalente, que também contêm carbonato e hidróxidos de metal divalente como carbonato-HTs. Portanto, espera-se que o desenvolvimento de sais de hidróxido de carbonato e carbonato-HTs de baixo custo e de fácil preparação com alta área de superfície aumente a adsorção de íons metálicos tóxicos.

Os aerogéis de sílica (SAs) têm atraído muito interesse tanto na ciência quanto na tecnologia por causa de sua baixa densidade aparente, alta área de superfície e baixa condutividade térmica [33, 34]. Além disso, SA é barato (US $ 2 ~ 3 / Kg) devido à sua fabricação em grande escala e grande demanda na indústria de isolamento térmico. Portanto, no presente trabalho, hidrosincita (Zn ₅ (OH) ₆ (CO ₃ ) ₂ ) e Zn / Al-CO ₃ ²⁻ hidrotalcita com suporte em SA comercial, que fornece espaço confinado e locais de nucleação para carregamento e crescimento de hidrozincita e Zn / Al-CO ₃ ²⁻ hidrotalcita, foram preparadas por um método fácil. As propriedades de textura da hidrosincita suportada por SA e Zn / Al-CO ₃ ²⁻ hidrotalcita foram caracterizadas por TEM, XRD, ICP e BET. O impacto do conteúdo do íon Zn (II) e do pH para síntese de adsorventes nas capacidades de adsorção foi avaliado especialmente. Além disso, o equilíbrio de adsorção e a cinética foram investigados e ajustados com os modelos isotérmicos e cinéticos correspondentes, respectivamente. Os adsorventes após a adsorção foram caracterizados por TEM, XRD e mapeamento EDS. Finalmente, um possível mecanismo de adsorção neste sistema de adsorção foi discutido.

Métodos

Materiais

Nitrato de zinco, nitrato de alumínio, hidrogenocarbonato de sódio, hidróxido de sódio e nitrato de chumbo eram todos de qualidade analítica e adquiridos na Aladdin Reagent Co., Ltd. (Shanghai, China). O ácido clorídrico (36–38%) era de qualidade analítica e adquirido da Sinopharm Chemical Reagent Co., China (Xangai, China). SA foi fornecido pela Nano Tech Co, LTD (Shaoxing, China).

Preparação dos adsorventes

O pó SA foi calcinado a 823 K por 2 h para remover os grupos orgânicos na superfície antes do uso. O SA tratado (500 mg) foi disperso em 500 mL de água desionizada por ultrassom por 30 min. Para a suspensão SA obtida, 25 mL de solução mista (A) de m mol Zn (NÃO ₃ ) ₂ e n mol Al (NÃO ₃ ) ₃ em 150 mL de água desionizada foi adicionado e agitado por 5 min, e então 125 mL de solução mista A e outra solução mista de NaOH / NaHCO ₃ (0,5 M / 0,5 M) foi adicionado gota a gota alternadamente. A razão Zn:Al foi variada de tal forma que m + n =0,0075 mol e m : n =3:0, 3:1, 2:1 e 0:1. Os valores finais de pH das soluções foram ajustados para 8,8 ou 9,5 com a solução mista acima de NaOH / NaHCO ₃ seguido de tratamento hidrotérmico a 80 ° C por 24 h. Os produtos obtidos foram coletados por centrifugação, lavados três vezes com água desionizada e secos a vácuo. As amostras finais de hidrosincita com suporte SA (hidrosincita, m : n =3:0), e hidrotalcite Zn / Al ( m : n =3:1 e 2:1) foram denotados como SA-Zn-HZ e SA-Zn _x Al-HT, respectivamente, onde x representa a razão molar metal bivalente / metal trivalente na solução do precursor. A amostra de controle de hidróxido de alumínio suportado por SA foi designada como SA-Al-H ( m : n =0:1).

Caracterização

Micrografias eletrônicas de transmissão foram obtidas usando o microscópio eletrônico JEM-1011 operando a uma tensão de aceleração de 80 kV. Micrografias eletrônicas de varredura e espectros de dispersão de energia foram obtidos usando o microscópio eletrônico de varredura JSM-6360LV equipado com um analisador de raios-X dispersivo de energia (EDX) (Oxford INCA). N ₂ As isotermas de adsorção-dessorção foram obtidas usando um analisador de poros Micromeritics ASAP TriStar II 3020 a 77 K em condições de adsorção contínua. As amostras foram eliminadas com gases a 150 ° C por 8 h antes das medições. As áreas de superfície específicas foram calculadas pelo método Brunauer-Emmett-Teller, e as distribuições do tamanho dos poros foram medidas usando a análise de Barrett-Joyner-Halenda dos ramos de dessorção das isotermas de nitrogênio. O padrão de difração de raios-X (XRD) foi coletado usando um difratômetro Empyrean XRD. Os conteúdos dos elementos de Zn, Si e Al dos adsorventes foram determinados usando espectroscopia de emissão atômica com plasma acoplado indutivamente (espectrômetro Leeman Prodigy XP ICP-AES).

Experiência de adsorção

A solução aquosa de Pb (II) (1000 ppm) foi preparada pela dissolução de Pb (NO ₃ ) ₂ em água desionizada. Em seguida, foi diluído com água desionizada até a concentração desejada. As soluções de Pb (II) com diferentes concentrações foram todas ajustadas para atingir pH em cerca de 6,0 com 0,1 mol L ⁻¹ Soluções aquosas de HCl ou NaOH. Normalmente, 50 mg de adsorventes foram colocados em soluções aquosas de 100 mL de Pb (II) com diferentes concentrações (100, 200, 300, 400, 500 e 1000 ppm) em frasco Erlenmeyer, respectivamente. Em seguida, o frasco Erlenmeyer foi agitado (150 rpm) em um agitador incubador com temperatura definida de 25 ° C por um período de 24 h para atingir o equilíbrio de adsorção. Ao final de cada processo de adsorção, as suspensões foram centrifugadas e os sobrenadantes filtrados e utilizados para determinação das quantidades de Pb (II) por espectrofotômetro de adsorção atômica (AAS) Shimadzu AA-6300. As capacidades de adsorção dos adsorventes foram calculadas de acordo com a seguinte equação: q _e =( C ₀ - C _e ) V / m, onde q _e representa a quantidade adsorvida no equilíbrio (mg g ⁻¹ ), C ₀ e C _e são as concentrações iniciais e de equilíbrio dos poluentes na solução (mg L ⁻¹ ), V é o volume das soluções de Pb (II) (mL) e m é o peso seco de adsorventes (g). Para a análise da cinética de adsorção, 50 mg de adsorventes foram adicionados em 100 mL de solução de Pb (II) com concentração de 500 ppm. As suspensões foram agitadas (150 rpm) a 25 ° C. Em intervalos de tempo de reação específicos de 10, 30, 50, 70, 100, 140, 180, 240, 360, 600 e 1440 min, 2 mL de suspensões foram retirados e filtrados por membrana de 0,22 mL. A concentração de Pb (II) no filtrado foi analisada por espectrofotômetro de adsorção atômica com chama (Shimadzu AA-6300).

Resultados e discussão

A Otimização dos Parâmetros de Síntese

A fim de investigar o efeito dos parâmetros de síntese dos adsorventes em seu desempenho de adsorção, as capacidades máximas de adsorção de SA-Zn-HZ, SA-Zn ₃ Al-HT, SA-Zn ₂ Al-HT e SA-Al-H preparados sob variadas razões de precursores de Zn / Al (3:0, 3:1, 2:1 e 0:1) e pH (8,8 e 9,5) foram testados (Fig. 1) . As capacidades máximas de adsorção são 680,8 mg g ⁻¹ , 537,8 mg g ⁻¹ , 429,5 mg g ⁻¹ e 176,4 mg g ⁻¹ , respectivamente, para SA-Zn-HZ, SA-Zn ₃ Al-HT, SA-Zn ₂ Al-HT e SA-Al-H preparados em pH de 9,5, e aqueles são 510,6, 482,2, 405,7 e 111,8 mg / g, respectivamente, para SA-Zn-HZ, SA-Zn ₃ Al-HT, SA-Zn ₂ Al-HT e SA-Al-H preparados a pH de 8,8. Portanto, pode-se concluir que altos teores de metal divalente e pH (como 9,5) em meio sintético são benéficos para a promoção das propriedades de adsorção. O SA-Zn-HZ e SA-Zn ₃ Al-HT sintetizado em pH de 9,5 com alta capacidade de adsorção foi considerado para os caracteres texturais, equilíbrio de adsorção e pesquisa cinética nas seções seguintes.

As capacidades máximas de adsorção de SA-Zn-HZ, SA-Zn _x Al-HT e a amostra de controle SA-Al-H com vários conteúdos de Zn. Da esquerda para a direita, o conteúdo do elemento Zn diminuiu gradativamente

Os caracteres de textura de SA-Zn-HZ e SA-Zn ₃ Al-HT

A morfologia de SA-Zn-HZ, SA-Zn ₃ Al-HT, e o portador SA foi caracterizado por TEM como mostrado na Fig. 2 e Arquivo adicional 1:Figura S1. Hidroincita (HZ) e Zn / Al-CO ₃ ²⁻ HT em SA-Zn-HZ e SA-Zn ₃ Os compósitos Al-HT, respectivamente, apresentaram estrutura em flocos com espessura ultrafina (<5 nm). Os parâmetros texturais de SA-Zn-HZ e SA-Zn ₃ Al-HT estão listados na Tabela 1, e as áreas de superfície de SA-Zn-HZ e SA-Zn ₃ Al-HT calculado a partir de N ₂ isotermas de adsorção-dessorção (Fig. 3a) são 264,1 m ² g ⁻¹ e 233,9 m ² g ⁻¹ , respectivamente, inferior ao do substrato SA (Arquivo adicional 1:Tabela S1 e Figura S2), devido ao possível bloqueio da estrutura de poro de SA por HZ lamelar e Zn / Al-CO ₃ ²⁻ HT e a densidade mais alta de HZ e HT do que de SA. Como mostrado na Fig. 3b, os padrões de XRD apresentam uma estrutura de hidrozincita (PDF # 19-1458, Zn ₅ (CO ₃ ) ₂ (OH) ₆ ) para SA-Zn-HZ e uma estrutura típica de hidrotalcita intercalada com carbonato (PDF # 51-1525) para SA-Zn ₃ Al-HT, respectivamente. No entanto, a força dos picos de difração característicos de ambas as amostras é fraca, indicando a estrutura em camadas ultrafinas e a cristalinidade relativa fraca de HZ e HT nos compósitos.

Imagens TEM de SA-Zn-HZ ( a , b ), SA-Zn ₃ Al-HT ( c , d ) preparado em pH de 9,5

N ₂ isotermas de adsorção-dessorção ( a ) e padrões de XRD ( b ) de SA-Zn-HZ e SA-Zn ₃ Al-HT

Isotermas de adsorção de íons de Pb (II) em SA-Zn-HZ e SA-Zn ₃ Al-HT

O efeito das concentrações iniciais de Pb (II) (100, 200, 300, 400, 500 e 1000 ppm) nas propriedades de adsorção de SA-Zn-HZ e SA-Zn ₃ Al-HT está incluído na Fig. 4a. Como esperado, as capacidades de adsorção para ambos os adsorventes aumentaram com as concentrações iniciais ascendentes de Pb (II). Em baixas concentrações iniciais de 100, 200 e 300 ppm, as capacidades de adsorção de Pb (II) foram quase linearmente proporcionais às concentrações iniciais de Pb (II) para SA-Zn-HZ e SA-Zn ₃ Al-HT. No entanto, em altas concentrações iniciais de Pb (II) de 400, 500 e 1000 ppm, as capacidades de adsorção aumentam lentamente e quase se aproximam de suas capacidades máximas de adsorção, o que é devido à falta de locais de adsorção disponíveis em adsorventes que podem acomodar mais Pb ( II) íons. Os dados de isoterma de adsorção foram ajustados com os modelos Langmuir, Freundlich, Sips e Redlich – Peterson que foram representados matematicamente como Eqs. (1), (2), (3) e (4) [13, 24, 35,36,37], respectivamente:
$$ {C} _e / {q} _e =1 / \ left ({q} _m {K} _L \ right) + {C} _e / {q} _m $$ (1) $$ \ ln {q} _e =\ ln {K} _F + \ left (1 / n \ right) \ ln {C} _e $$ (2) $$ {q} _e ={q} _m {\ left ({K} _S {C} _e \ direita)} ^ {n {} _ s} / \ esquerda \ {1 + {\ esquerda ({K} _S {C} _e \ direita)} ^ {n {} _ s} \ direita \} $$ (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)

Isotermas de adsorção de Pb (II) em SA-Zn-HZ e SA-Zn ₃ Al-HT ( a ), Langmuir ( b ) e Freundlich ( c ) modelos de isotermas de adsorção adequados para adsorção de Pb (II). Condições do experimento:concentração inicial de Pb (II) 100 ~ 1000 ppm; dose adsorvente 0,5 g L ⁻¹ ; tempo de contato 24 h, solução pH 6,0 ± 0,1; temperatura 30 ° C

Onde C _e (mg / L) é a concentração de equilíbrio na fase aquosa; q _e (mg / g) é a quantidade de equilíbrio adsorvida pelo adsorvente; q _m (mg / g) denota a capacidade teórica de adsorção saturada; K _L (L / mg) é a constante de Langmuir relacionada com a energia de adsorção-dessorção e a afinidade dos sítios de ligação por íons; K _F é quase um indicador da capacidade de adsorção e 1 / n é a intensidade de adsorção; K _S (L / mmol) é a constante de isoterma Sips e n _S é o fator de heterogeneidade de Freundlich; K _RP (L / mg) e n _RP são constantes de Redlich – Peterson. Os dados de adsorção e gráficos de ajuste dos modelos Langmuir, Freundlich, Sips e Redlich-Peterson para adsorção de Pb (II) em SA-Zn-HZ e SA-Zn ₃ Al-HT foram mostrados na Fig. 4b, ce arquivo Adicional 1:Figura S3, e os parâmetros calculados desses modelos foram dados na Tabela 2 e Arquivo Adicional 1:Tabela S2. Para os quatro modelos estudados, o modelo de Langmuir apresentou coeficientes de correlação mais significativos ( R ² ≥ 0,99) com os dados experimentais do que aqueles dos modelos Freundlich, Sips e Redlich-Peterson, respectivamente, e as capacidades máximas de adsorção do SA-Zn-HZ e SA-Zn ₃ Al-HT para Pb (II) com base no modelo de Langmuir são 684,9 mg / ge 555,6 mg / g, respectivamente.

Cinética de adsorção de íons de Pb (II) em SA-Zn-HZ e SA-Zn ₃ Al-HT

A cinética de adsorção foi investigada para determinar o tempo necessário para o equilíbrio de adsorção e explicar o mecanismo de adsorção de Pb (II) nos adsorventes. Dados cinéticos de adsorção de Pb (II) em SA-Zn-HZ e SA-Zn ₃ Al-HT de 0 a 1440 min (24 h) foi apresentado na Fig. 5a. Pode-se ver que as taxas de adsorção para ambos os adsorventes foram rápidas nos primeiros 50 min, depois diminuíram gradualmente e, a partir daí, o equilíbrio de adsorção foi alcançado. As taxas de remoção rápida de Pb (II) no início podem ser atribuídas à rápida difusão de Pb (II) da solução em massa para as superfícies externas dos adsorventes e uma grande quantidade de locais disponíveis dos adsorventes no estágio inicial. Em estágios posteriores, o processo de adsorção lenta foi provavelmente atribuído à maior distância de difusão do Pb (II) no adsorvente e aos locais de adsorção de superfície limitada dos adsorventes. Para investigar o mecanismo de adsorção de Pb (II) em SA-Zn-HZ e SA-Zn ₃ Al-HT, os resultados experimentais foram ajustados aos modelos cinéticos de pseudo-primeira ordem e pseudo-segunda ordem expressos pelas Eqs. (5) e (6) [35, 38], respectivamente.
$$ \ ln \ left ({q} _e- {q} _t \ right) =\ ln {q} _e- {k} _1t $$ (5) $$ t / {q} _t =1 / \ left ( {k} _2 {q_e} ^ 2 \ right) + t / {q} _e $$ (6)
onde q _t (mg / g) é a quantidade de adsorbato removido pelo adsorvente no tempo t (min); q _e (mg / g) é a capacidade de adsorção de equilíbrio; k ₁ (min ⁻¹ ) e k ₂ (g / (mg min ⁻¹ )) são as constantes de taxa dos modelos de pseudo-primeira ordem e pseudo-segunda ordem, respectivamente. Os gráficos lineares do ln ( q _e - q _t ) versus t e as parcelas de t / q _t contra t para os modelos cinéticos de pseudo-primeira ordem e pseudo-segunda ordem, respectivamente, são mostrados na Fig. 5b, c. As capacidades de adsorção ( q _e ) e as constantes de taxa ( k ₁ e k ₂ ) calculados a partir das inclinações e interceptações dos gráficos estão resumidos na Tabela 3. Obviamente, o modelo de pseudo-segunda ordem com coeficientes de correlação mais altos ( R ² > 0,99) pode se ajustar aos dados cinéticos experimentais melhor do que o modelo de pseudo-primeira ordem. Além disso, os valores da capacidade de adsorção ( q _{e , cal} ) calculados a partir do modelo de pseudo-segunda ordem são muito consistentes com o q experimental _e valores ( q _{e, exp} ) Esses resultados sugeriram que o mecanismo de sorção do modelo cinético de pseudo-segunda ordem era predominante, demonstrando que a taxa geral de captação de Pb (II) parecia ser controlada por um processo de quimissorção [13, 39].

Cinética de adsorção de Pb ( II ) em SA-Zn-HZ e SA-Zn ₃ Al-HT ( a ) e gráficos de pseudo-primeira ordem ( b ) e pseudo-segunda ordem ( c ) modelos de cinética de adsorção ajustados para adsorção de Pb (II). Condições do experimento:concentração inicial de Pb (II) 500 ppm; dose adsorvente 0,5 g L ⁻¹ ; tempo de contato 0 ~ 24 h, solução pH 6,0 ± 0,1; temperatura 30 ° C

Mecanismo de adsorção e avaliação de desempenho

Para explorar ainda mais o mecanismo de adsorção de Pb (II) em SA-Zn-HZ e SA-Zn ₃ Al-HT, as amostras SA-Zn-HZ e SA-Zn ₃ Al-HT após adsorção (SA-Zn-HZ-Pb e SA-Zn ₃ Al-HT-Pb) foram caracterizados por TEM, mapeamento EDS e XRD. SA-Zn-HZ-Pb e SA-Zn ₃ Al-HT-Pb (Fig. 6) tem maior contraste do que SA-Zn-HZ e SA-Zn ₃ Al-HT em imagens TEM (Fig. 2), respectivamente, demonstrando alto número atômico de Pb foi adsorvido nos adsorventes da solução. No mapeamento elementar EDS do arquivo adicional 1:Figura S4 e Figura S5, é óbvio que o elemento Pb está uniformemente disperso no SA-Zn-HZ-Pb e SA-Zn ₃ Al-HT-Pb, indicando indiretamente a nucleação heterogênea de espécies de Pb (II) na superfície de adsorventes. A análise de XRD (Fig. 7) mostrou as espécies de Pb (II) em SA-Zn-HZ-Pb e SA-Zn ₃ Todos os Al-HT-Pb existem na forma de Pb ₃ (CO ₃ ) ₂ (OH) ₂ (Hidrocerussita, PDF # 13-0131), que é mais estável do que Pb (OH) ₂ ou PbCO ₃ devido à constante de produto de solubilidade inferior do anterior (3,16 × 10 ⁻⁴⁶ ) em comparação com os do último (1,43 × 10 ⁻¹⁵ para Pb (OH) ₂ e 7,9 × 10 ⁻¹⁴ para PbCO ₃ ) [40, 41]. As mudanças de pH da solução ao longo do tempo na adsorção são apresentadas na Fig. 8. No tempo de contato inicial (0 ~ 210 min), o pH da solução aumentou continuamente, principalmente porque a hidrosincita e hidrotalcita compostas de hidróxidos foram dissolvidas para atingir uma precipitação-dissolução equilíbrio na solução de Pb fracamente ácida que resultou na liberação de OH ^- . No entanto, o pH da solução diminuiu gradualmente com o aumento contínuo do tempo de contato (210 ~ 1440 min), provavelmente porque a hidrocerussita produzida na adsorção depositada na superfície da hidrosincita e da hidrotalcita impediu a dissolução adicional de ambos os adsorventes e a liberação subsequente de OH ^- , enquanto isso o OH ^- foi sequencialmente consumido para gerar hidrocerussita juntamente com CO ₃ ²⁻ e Pb ²⁺ na solução. No geral, as soluções de Pb (II) tem uma baixa flutuação de pH com uma faixa de 6,0 ~ 6,39 e 6,0 ~ 6,21 no processo de adsorção usando SA-Zn-HZ e SA-Zn ₃ O Al-HT como adsorventes, respectivamente, manifestando ambos os adsorventes têm baixo impacto no pH do corpo d'água.

Imagens TEM de SA-Zn-HZ-Pb ( a ) e SA-Zn ₃ Al-HT-Pb ( b )

Padrões de XRD de SA-Zn-HZ-Pb e SA-Zn ₃ Al-HT-Pb

Valores de pH das soluções de Pb (II) versus tempo na adsorção usando SA-Zn-HZ e SA-Zn ₃ Al-HT como adsorventes

Neste sistema de adsorção, a substituição isomórfica de divalente de Zn (II) em SA-Zn-HZ e SA-Zn ₃ Al-HT por Pb (II) é impossível por causa do raio iônico muito maior de Pb (II) (0,119 nm) do que o de Zn (II) (0,074 nm). Portanto, a reação de HZ ou Zn / Al-CO ₃ ²⁻ A HT com cátions tóxicos Pb (II) provavelmente deu uma contribuição importante para a adsorção e resultou na precipitação da hidrocerussita. A transformação de precipitação de HZ (ou Zn / Al-CO ₃ ²⁻ HT) para hidrocerussita na solução aquosa contendo Pb (II) foi provavelmente devido à constante de produto de solubilidade mais baixa do último do que do anterior [42]. Além disso, neste sistema de adsorção, o processo de adsorção baseado nas reações de transformação por precipitação de superfície é irreversível. Antes de atingir a adsorção saturada, os catalisadores podem ser reutilizados repetidamente e apresentaram alta eficiência de remoção (> 93,5%) em cada ciclo (Fig. 9). Uma vez alcançada a adsorção saturada, os adsorventes não podem ser reutilizados mesmo após a calcinação, o que pode ser atribuído ao motivo de os componentes funcionais da superfície (hidrosincita e hidrotalcita) nos adsorventes saturados terem se transformado em hidrocerussita e a posterior adsorção é restrita.

Reciclagem para remoção de Pb (II) por a SA-Zn-HZ puro, SA-Zn-HZ saturado (SA-Zn-HZ-Pb (40,5%)) e SA-Zn-HZ saturado após calcinação; b imaculado SA-Zn ₃ Al-HT, SA-Zn saturado ₃ Al-HT (SA-Zn-HZ-Pb (35,0%)) e SA-Zn saturado ₃ Al-HT após calcinação. Concentração inicial de Pb (II) 100 ppm; dose adsorvente 0,5 g L ⁻¹ ; tempo de contato 24 h, solução pH 6,0 ± 0,1; temperatura 30 ° C

As capacidades máximas de adsorção de SA-Zn-HZ e SA-Zn ₃ Al-HT para Pb (II) com base no modelo de isoterma de Langmuir são 684,9 e 555,6 mg / g, respectivamente, maiores do que aqueles de outros adsorventes à base de hidrotalcita e a maioria dos outros adsorventes inorgânicos, como óxido de grafeno, nanotubos de carbono e carvão ativado à base de adsorventes (Tabela 4). As propriedades de adsorção superiores, juntamente com o baixo custo e a facilidade de preparação tornam o SA-Zn-HZ e SA-Zn ₃ Necrófagos altamente competitivos de Al-HT para a remoção de Pb (II) das águas residuais.

Conclusões

Demonstramos as propriedades texturais, propriedades de adsorção de Pb (II), cinética de adsorção e possível mecanismo de adsorção de hidrosincita suportada por aerogel de sílica e Zn-Al-CO ₃ ²⁻ hidrotalcite. Tanto a hidrozincita como o Zn / Al-CO ₃ são suportados ²⁻ a hidrotalcita possui espessura ultrafina (<5 nm) e alta área de superfície. Nos experimentos de adsorção em lote de Pb (II), os dados de adsorção se ajustaram bem ao modelo de isoterma de Langmuir e ao modelo cinético de pseudo-segunda ordem, indicando um processo de quimissorção de superfície. As capacidades de adsorção saturada calculadas com base no modelo de isoterma de Langmuir são 684,9 e 555,6 mg / g para a hidrozincita suportada e Zn / Al-CO ₃ ²⁻ hidrotalcita, respectivamente, próximos aos valores do experimento e superiores às capacidades de adsorção de outros adsorventes à base de hidrotalcita e da maioria dos outros adsorventes inorgânicos relatados anteriormente. Após a adsorção, as espécies de Pb (II) adsorvidas nos adsorventes existem na forma de hidrocerussita e os picos de difração de XRD de hidrosincita ou Zn / Al-CO ₃ ²⁻ a hidrotalcita desapareceu, demonstrando que a natureza da adsorção é provavelmente a conversão por precipitação de hidrozincita ou Zn / Al-CO ₃ ²⁻ hidrotalcita em hidrocerussita com uma constante de produto de baixa solubilidade na solução de Pb (II). Finalmente, este trabalho forneceria uma referência para o desenvolvimento de novos absorventes de íons de metais pesados, por exemplo, , imobilização de íons metálicos tóxicos na superfície dos adsorventes na forma de precipitados especiais com constantes de produto de baixa solubilidade por reações de transformação por precipitação.

Nanoesferas de carbono monodispersas com estrutura porosa hierárquica como material de eletrodo para supercapacitor Propriedades de síntese e luminescência de nanopartículas α-NaGdF4 / β-NaYF4:Yb, Er Core – Shell solúveis em água