Hydrozincite à base d'aérogel de silice et hydrotalcite intercalée de carbonate pour une élimination à haute efficacité des ions Pb(II) par des réactions de transformation de précipitation

Résumé

Dans ce travail, l'hydrozincite et le Zn/Al-CO₃ ²⁻ de l'hydrotalcite supportée sur un aérogel de silice ont été préparées via un processus simple et économique et utilisées comme adsorbants pour l'élimination du Pb(II). L'hydrozincite supportée et le Zn/Al-CO₃ ²⁻ l'hydrotalcite possède une épaisseur ultra-mince, une surface spécifique élevée et une faible cristallinité. Dans les expériences d'adsorption de Pb(II) par lots, les adsorbants avec des teneurs plus élevées en Zn(II) ont montré des capacités d'adsorption de Pb(II) plus élevées, et les données d'adsorption se sont bien adaptées au modèle isotherme de Langmuir et au modèle cinétique de pseudo-second ordre, indiquant une mécanisme de chimisorption de surface. Les capacités d'adsorption calculées sur la base du modèle isotherme de Langmuir sont de 684,9 mg/g et 555,6 mg/g pour l'hydrozincite supportée et le Zn/Al-CO₃ ²⁻ l'hydrotalcite, respectivement, supérieure aux capacités d'adsorption des autres adsorbants à base d'hydrotalcite et de la plupart des autres adsorbants inorganiques rapportés précédemment. Les pics de diffraction XRD de l'hydrozincite et du Zn/Al-CO₃ ²⁻ l'hydrotalcite a disparu après l'adsorption, et les espèces Pb(II) étaient uniformément dispersées dans les adsorbants sous forme de Pb₃ (CO₃ )₂ (OH)₂ prouvé par MET, cartographie EDS et analyse XRD, démontrant que la nature de l'adsorption est la conversion par précipitation de l'hydrozincite ou du Zn/Al-CO₃ ²⁻ hydrotalcite en Pb₃ (CO₃ )₂ (OH)₂ . Ces résultats démontrent l'effet synergique d'élimination du Pb(II) du CO₃ ²⁻ et OH⁻ dérivé d'hydrozincite et de Zn/Al-CO₃ ²⁻ l'hydrotalcite ainsi que son épaisseur ultra-mince et sa grande surface spécifique contribuent aux excellentes propriétés des adsorbants.

Contexte

La pollution par les métaux lourds (p. Diverses technologies, notamment la précipitation chimique [3], l'adsorption [4, 5], l'échange d'ions [6, 7], etc. ont été utilisées pour éliminer les ions de métaux lourds hautement toxiques de l'eau, parmi lesquelles l'adsorption est la plus largement utilisée. en raison de sa simplicité de fonctionnement, de son efficacité élevée [8, 9] et de sa faible influence sur l'environnement de survie de la biologie aquatique tel que le pH [10], pour lequel il y aurait de grandes fluctuations lors de l'élimination des ions de métaux lourds par précipitation chimique en utilisant des concentrations élevées de précipitant réactifs. Pour ces raisons, un certain nombre de matériaux absorbants tels que les matériaux inorganiques [11,12,13,14,15], les polymères [16], les biomatériaux [17, 18] et les résines de sorption [7, 8], ont été développés et appliqué pour l'adsorption des ions métalliques toxiques des eaux usées. Cependant, certains défis restreignent l'approche d'adsorption, tels qu'une surface limitée et de faibles capacités d'adsorption correspondantes pour la plupart des adsorbants. Par conséquent, il est souhaitable d'explorer de nouveaux matériaux adsorbants à surface élevée pour l'élimination des ions de métaux lourds avec une efficacité élevée.

Les hydrotalcites (HT, également appelés hydroxydes doubles stratifiés), constitués de couches octaédriques de type brucite empilées qui sont composées d'hydroxydes métalliques bivalents et trivalents avec des anions et des molécules d'eau occupant l'espace intercalaire, ont été largement utilisés pour adsorber divers anions par échange d'ions [ 19,20,21]. Ces matériaux ont également été étudiés comme absorbants et piégeurs de cations de métaux lourds dans les eaux ces dernières années [22,23,24,25,26]. Une préparation simple et peu coûteuse et une efficacité de sorption élevée rendent ces matériaux adaptés à une application dans le domaine du traitement des eaux usées [27, 28]. Les HT eux-mêmes pourraient adsorber les cations métalliques toxiques par trois voies :(1) substitution isomorphe des ions métalliques divalents dans le cristal HT par des ions métalliques divalents toxiques avec des rayons ioniques similaires dans la solution [24, 27] ; (2) réaction du composant hydroxyde métallique (principalement des hydroxydes métalliques divalents) dans les HT avec des ions métalliques toxiques avec différents rayons ioniques [29] ; (3) réaction du carbonate intercalaire avec des ions métalliques toxiques [29]. D'après ce qui précède, les composants carbonate intercalaire et hydroxyde de métal divalent dans les couches sont les principaux composants fonctionnels des HT pour l'adsorption des ions métalliques toxiques. ions. Cependant, les poudres HT synthétisées par des méthodes conventionnelles ont généralement de faibles surfaces spécifiques [30], ce qui limite leurs propriétés d'adsorption. Un bon moyen d'améliorer la surface des HT est de les appuyer sur des supports à forte surface. Li et al. [31] des matériaux poreux préparés (SBA-15) ont supporté des HT avec une surface spécifique élevée par un traitement hydrothermal à long terme des oxydes métalliques mixtes supportés par SBA-15 pré-préparés. Jong et al. [32] les nanofibres de carbone synthétisées supportaient les plaquettes HT de petite taille et de surface améliorée. Cependant, les procédés de support ci-dessus sont quelque peu compliqués et les matériaux de support sont coûteux. De plus, il existe peu de rapports sur l'adsorption d'ions métalliques toxiques par des sels d'hydroxyde de carbonate de métal divalent, qui contiennent également à la fois du carbonate et des hydroxydes de métaux divalents comme le carbonate-HT. Par conséquent, le développement de sels d'hydroxyde de carbonate et de carbonate-HT supportés à faible coût et faciles à préparer avec une surface spécifique élevée devrait améliorer l'adsorption des ions métalliques toxiques.

Les aérogels de silice (SA) ont suscité un grand intérêt à la fois pour la science et la technologie en raison de leur faible densité apparente, de leur surface spécifique élevée et de leur faible conductivité thermique [33, 34]. De plus, la SA est peu coûteuse (2 $ ~ 3/Kg) en raison de sa fabrication à grande échelle et de la très grande demande dans l'industrie de l'isolation thermique. Par conséquent, dans le présent travail, l'hydrozincite (Zn₅ (OH)₆ (CO₃ )₂ ) et Zn/Al-CO₃ ²⁻ hydrotalcite pris en charge sur SA commerciale, qui fournit un espace confiné et des sites de nucléation pour le chargement et la croissance de l'hydrozincite et du Zn/Al-CO₃ ²⁻ hydrotalcite, ont été préparés par une méthode facile. Les propriétés de texture du SA ont supporté l'hydrozincite et le Zn/Al-CO₃ ²⁻ l'hydrotalcite a été caractérisée par TEM, XRD, ICP et BET. L'impact des teneurs en ions Zn(II) et du pH pour la synthèse d'adsorbants sur les capacités d'adsorption a été notamment évalué. De plus, l'équilibre et la cinétique d'adsorption ont été étudiés et ajustés avec les modèles isothermes et les modèles cinétiques correspondants, respectivement. Les adsorbants après l'adsorption ont été caractérisés par cartographie TEM, XRD et EDS. Enfin, un mécanisme d'adsorption possible dans ce système d'adsorption a été discuté.

Méthodes

Matériaux

Le nitrate de zinc, le nitrate d'aluminium, l'hydrogénocarbonate de sodium, l'hydroxyde de sodium et le nitrate de plomb étaient tous de qualité analytique et achetés auprès d'Aladdin Reagent Co., Ltd. (Shanghai, Chine). L'acide chlorhydrique (36 à 38 %) était de qualité analytique et acheté auprès de Sinopharm Chemical Reagent Co., Chine (Shanghai, Chine). SA a été fourni par Nano Tech Co, LTD (Shaoxing, Chine).

Préparation des adsorbants

La poudre de SA a été calcinée à 823 K pendant 2 h pour éliminer les groupes organiques à la surface avant utilisation. Le SA traité (500 mg) a été dispersé dans 500 mL d'eau déminéralisée par ultrasons pendant 30 min. À la suspension de SA obtenue, 25 mL de solution mélangée (A) de m mol Zn(NO₃ )₂ et n mol Al(NO₃ )₃ dans 150 mL d'eau déminéralisée a été ajouté et agité pendant 5 min, puis 125 mL de solution mélangée A et une autre solution mélangée de NaOH/NaHCO₃ (0,5 M/0,5 M) a été ajouté goutte à goutte en alternance. Le rapport Zn:Al a varié de telle sorte que m + n =0,0075 mol et m :n = 3 :0, 3:1, 2:1 et 0 :1. Les valeurs de pH finales des solutions ont été ajustées à 8,8 ou 9,5 avec la solution mixte ci-dessus de NaOH/NaHCO₃ suivi d'un traitement hydrothermal à 80 °C pendant 24 h. Les produits obtenus ont été recueillis par centrifugation, lavés trois fois avec de l'eau désionisée et séchés sous vide. Les échantillons finaux de SA ont supporté l'hydrozincite (hydrozincite, m :n = 3 : 0) et l'hydrotalcite de Zn/Al (m :n = 3:1 et 2:1) ont été notées SA-Zn-HZ et SA-Zn_x Al-HT, respectivement, où x représente le rapport molaire métal divalent/métal trivalent dans la solution de précurseur. L'échantillon témoin d'hydroxyde d'aluminium supporté par SA a été désigné par SA-Al-H (m :n = 0 :1).

Caractérisation

Des micrographies électroniques à transmission ont été prises à l'aide du microscope électronique JEM-1011 fonctionnant à une tension d'accélération de 80 kV. Des micrographies électroniques à balayage et des spectres à dispersion d'énergie ont été obtenus à l'aide du microscope électronique à balayage JSM-6360LV équipé d'un analyseur à rayons X à dispersion d'énergie (EDX) X-act (Oxford INCA). N₂ les isothermes d'adsorption-désorption ont été obtenus à l'aide d'un analyseur de pores Micromeritics ASAP TriStar II 3020 à 77 K dans des conditions d'adsorption continue. Les échantillons ont été dégazés à 150 °C pendant 8 h avant les mesures. Les surfaces spécifiques ont été calculées par la méthode de Brunauer-Emmett-Teller et les distributions de tailles de pores ont été mesurées à l'aide d'une analyse de Barrett-Joyner-Halenda à partir des branches de désorption des isothermes d'azote. Le diagramme de diffraction des rayons X (XRD) a été collecté à l'aide d'un diffractomètre Empyrean XRD. Les teneurs en éléments de Zn, Si et Al des adsorbants ont été déterminées par spectroscopie d'émission atomique à plasma à couplage inductif (spectromètre Leeman Prodigy XP ICP-AES).

Expérience d'adsorption

La solution aqueuse de Pb(II) (1000 ppm) a été préparée en dissolvant Pb(NO₃ )₂ dans de l'eau déminéralisée. Ensuite, il a été dilué avec de l'eau désionisée à une concentration souhaitée. Les solutions de Pb(II) avec différentes concentrations ont toutes été ajustées pour atteindre un pH d'environ 6,0 avec 0,1 mol L⁻¹ Solutions aqueuses de HCl ou de NaOH. En règle générale, 50 mg d'adsorbants ont été placés dans 100 mL de solutions aqueuses de Pb(II) avec différentes concentrations (100, 200, 300, 400, 500 et 1000 ppm) dans un flacon Erlenmeyer, respectivement. Ensuite, l'erlenmeyer a été secoué (150 rpm) dans un agitateur incubateur avec une température de consigne de 25 °C pendant une période de 24 h pour atteindre l'équilibre d'adsorption. A la fin de chaque processus d'adsorption, les suspensions ont été centrifugées et les surnageants ont été filtrés et utilisés pour déterminer les quantités de Pb(II) par spectrophotomètre d'adsorption atomique (AAS) Shimadzu AA-6300. Les capacités d'adsorption des adsorbants ont été calculées selon l'équation suivante :q _e = (C ₀ − C _e )V/m, où q _e représente la quantité adsorbée à l'équilibre (mg g⁻¹ ), C ₀ et C _e sont les concentrations initiales et d'équilibre des polluants en solution (mg L⁻¹ ), V est le volume des solutions de Pb(II) (mL), et m est le poids sec des adsorbants (g). Pour l'analyse de la cinétique d'adsorption, 50 mg d'adsorbants ont été ajoutés dans 100 mL de solution de Pb(II) avec une concentration de 500 ppm. Les suspensions ont été agitées (150 tr/min) à 25°C. À des intervalles de temps de réaction spécifiques de 10, 30, 50, 70, 100, 140, 180, 240, 360, 600 et 1440 min, 2 mL de suspensions ont été prélevés et filtrés sur une membrane de 0,22 mL. La concentration de Pb(II) dans le filtrat a été analysée par spectrophotomètre d'adsorption atomique à flamme (Shimadzu AA-6300).

Résultats et discussion

L'optimisation des paramètres de synthèse

Afin d'étudier l'effet des paramètres de synthèse des adsorbants sur leurs performances d'adsorption, les capacités d'adsorption maximales de SA-Zn-HZ, SA-Zn₃ Al-HT, SA-Zn₂ Al-HT et SA-Al-H préparés sous divers rapports précurseurs Zn/Al (3:0, 3:1, 2:1 et 0:1) et pH (8,8 et 9,5) ont été testés (Fig. 1). . Les capacités d'adsorption maximales sont de 680,8 mg g⁻¹ , 537,8 mg g⁻¹ , 429,5 mg g⁻¹ , et 176,4 mg g⁻¹ , respectivement, pour SA-Zn-HZ, SA-Zn₃ Al-HT, SA-Zn₂ Al-HT et SA-Al-H préparés à un pH de 9,5, et ceux-ci sont 510,6, 482,2, 405,7 et 111,8 mg/g, respectivement, pour SA-Zn-HZ, SA-Zn₃ Al-HT, SA-Zn₂ Al-HT et SA-Al-H préparés à un pH de 8,8. Par conséquent, on peut conclure que des teneurs élevées en métaux divalents et un pH (tel que 9,5) sur un milieu synthétique sont bénéfiques pour la promotion des propriétés d'adsorption. Les SA-Zn-HZ et SA-Zn₃ L'Al-HT synthétisé à un pH de 9,5 avec des capacités d'adsorption élevées a été pris pour les caractères texturaux, l'équilibre d'adsorption et la recherche cinétique dans les sections suivantes.

Les caractères de texture de SA-Zn-HZ et SA-Zn₃ Al-HT

La morphologie de SA-Zn-HZ, SA-Zn₃ Al-HT, et le transporteur SA a été caractérisé par MET comme indiqué sur la figure 2 et le fichier 1 supplémentaire :figure S1. Hydrozincite (HZ) et Zn/Al-CO₃ ²⁻ HT en SA-Zn-HZ et SA-Zn₃ Les composites Al-HT, respectivement, ont tous montré une structure en flocons avec une épaisseur ultra-mince (< 5 nm). Les paramètres de texture de SA-Zn-HZ et SA-Zn₃ Al-HT sont répertoriés dans le tableau 1, et les surfaces de SA-Zn-HZ et SA-Zn₃ Al-HT calculé à partir de N₂ les isothermes d'adsorption-désorption (Fig. 3a) sont de 264,1 m² g⁻¹ et 233,9 m² g⁻¹ , respectivement inférieure à celle du substrat SA (Fichier supplémentaire 1 :Tableau S1 et Figure S2), en raison du possible blocage de la structure poreuse de SA par HZ lamellaire et Zn/Al-CO₃ ²⁻ HT et la densité plus élevée de HZ et HT que celle de SA. Comme le montre la figure 3b, les motifs XRD présentent une structure d'hydrozincite (PDF#19-1458, Zn₅ (CO₃ )₂ (OH)₆ ) pour SA-Zn-HZ et une structure typique d'hydrotalcite intercalée de carbonate (PDF#51-1525) pour SA-Zn₃ Al-HT, respectivement. Cependant, la force des pics de diffraction caractéristiques des deux échantillons est faible, ce qui indique la structure en couches ultra-mince et la cristallinité relativement faible de HZ et HT dans les composites.

Isothermes d'adsorption d'ions Pb(II) sur SA-Zn-HZ et SA-Zn₃ Al-HT

L'effet des concentrations initiales de Pb(II) (100, 200, 300, 400, 500 et 1000 ppm) sur les propriétés d'adsorption du SA-Zn-HZ et du SA-Zn₃ Al-HT est inclus dans la figure 4a. Comme prévu, les capacités d'adsorption des deux adsorbants ont augmenté avec les concentrations initiales croissantes de Pb(II). À de faibles concentrations initiales de 100, 200 et 300 ppm, les capacités d'adsorption de Pb(II) étaient presque linéairement proportionnelles aux concentrations initiales de Pb(II) pour SA-Zn-HZ et SA-Zn_{3 Al-HT. Cependant, à des concentrations initiales élevées de Pb(II) de 400, 500 et 1 000 ppm, les capacités d'adsorption augmentent lentement et approchent presque de leurs capacités d'adsorption maximales, ce qui est dû au manque de sites d'adsorption disponibles sur les adsorbants pouvant contenir plus de Pb( II) des ions. Les données d'isotherme d'adsorption ont été ajustées avec les modèles de Langmuir, Freundlich, Sips et Redlich-Peterson qui ont été représentés mathématiquement par des équations. (1), (2), (3) et (4) [13, 24, 35,36,37], respectivement :}

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

Où C _e (mg/L) est la concentration à l'équilibre dans la phase aqueuse; q _e (mg/g) est la quantité d'équilibre adsorbée par l'adsorbant; q _m (mg/g) désigne la capacité théorique d'adsorption saturée; K _L (L/mg) est la constante de Langmuir liée à l'énergie d'adsorption-désorption et à l'affinité des sites de liaison pour les ions; K _F est à peu près un indicateur de la capacité d'adsorption, et 1/n est l'intensité d'adsorption ; K _S (L/mmol) est la constante isotherme de Sips et n _S est le facteur d'hétérogénéité de Freundlich; K _RP (L/mg) et n _RP sont des constantes de Redlich-Peterson. Les données d'adsorption et les tracés d'ajustement des modèles Langmuir, Freundlich, Sips et Redlich-Peterson pour l'adsorption de Pb(II) sur SA-Zn-HZ et SA-Zn₃ L'Al-HT a été présenté dans les figures 4b, c et le fichier supplémentaire 1 :figure S3, et les paramètres calculés de ces modèles ont été présentés dans le tableau 2 et le fichier supplémentaire 1 :tableau S2. Pour les quatre modèles étudiés, le modèle de Langmuir a montré des coefficients de corrélation plus significatifs (R ² ≥ 0.99) avec les données expérimentales que celles des modèles de Freundlich, Sips et Redlich-Peterson, respectivement, et les capacités d'adsorption maximales des SA-Zn-HZ et SA-Zn₃ L'Al-HT pour le Pb(II) basé sur le modèle de Langmuir est de 684,9 mg/g et de 555,6 mg/g, respectivement.

Cinétique d'adsorption des ions Pb(II) sur SA-Zn-HZ et SA-Zn₃ Al-HT

La cinétique d'adsorption a été étudiée pour déterminer le temps requis pour l'équilibre d'adsorption et expliquer le mécanisme d'adsorption du Pb(II) sur les adsorbants. Données de cinétique d'adsorption du Pb(II) sur SA-Zn-HZ et SA-Zn₃ Al-HT de 0 à 1440 min (24 h) a été présenté sur la figure 5a. On peut voir que les taux d'adsorption pour les deux adsorbants étaient rapides au cours des 50 premières minutes, puis ont progressivement ralenti, et par la suite, l'équilibre d'adsorption a été atteint. Les taux d'élimination rapides du Pb(II) au début peuvent être attribués à la diffusion rapide du Pb(II) de la solution en vrac aux surfaces externes des adsorbants et à une grande quantité de sites disponibles des adsorbants au stade initial. À des stades ultérieurs, le processus d'adsorption lent a probablement été attribué à la distance de diffusion plus longue du Pb(II) sur l'adsorbant et aux sites d'adsorption de surface limités des adsorbants. Étudier le mécanisme d'adsorption du Pb(II) sur SA-Zn-HZ et SA-Zn₃ Al-HT, les résultats expérimentaux ont été ajustés avec les modèles cinétiques de pseudo-premier et de pseudo-second ordre tels qu'exprimés par les équations. (5) et (6) [35, 38], respectivement.

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

où q _t (mg/g) est la quantité d'adsorbat éliminée par l'adsorbant au temps t (min); q _e (mg/g) est la capacité d'adsorption à l'équilibre; k ₁ (min⁻¹ ) et k ₂ (g/(mg min⁻¹ )) sont les constantes de vitesse des modèles de pseudo-premier ordre et de pseudo-second ordre, respectivement. Les tracés linéaires de ln(q _e -q _t ) contre t et les parcelles de t /q _t contre t pour les modèles cinétiques de pseudo-premier ordre et de pseudo-second ordre, respectivement, sont représentés sur les Fig. 5b, c. Les capacités d'adsorption (q _e ) et les constantes de vitesse (k ₁ et k ₂ ) calculés à partir des pentes et des interceptions des parcelles sont résumés dans le tableau 3. Évidemment, le modèle de pseudo-second ordre avec des coefficients de corrélation plus élevés (R ² > 0.99) peut mieux s'adapter aux données cinétiques expérimentales que le modèle de pseudo-premier ordre. De plus, les valeurs de capacité d'adsorption (q _{e , appel} ) calculés à partir du modèle de pseudo-second ordre sont très cohérents avec le q expérimental _e valeurs (q _{e, exp} ). Ces résultats suggèrent que le mécanisme de sorption du modèle cinétique de pseudo-second ordre était prédominant, démontrant que le taux global d'absorption de Pb(II) semblait être contrôlé par un processus de chimisorption [13, 39].

Mécanisme d'adsorption et évaluation des performances

Explorer davantage le mécanisme d'adsorption du Pb(II) sur SA-Zn-HZ et SA-Zn₃ Al-HT, les échantillons SA-Zn-HZ et SA-Zn₃ Al-HT après adsorption (SA-Zn-HZ-Pb et SA-Zn₃ Al-HT-Pb) ont été caractérisés par TEM, cartographie EDS et XRD. SA-Zn-HZ-Pb et SA-Zn₃ Al-HT-Pb (Fig. 6) ont un contraste plus élevé que SA-Zn-HZ et SA-Zn₃ Al-HT dans les images TEM (Fig. 2), respectivement, démontrant que le nombre atomique élevé de Pb a été adsorbé sur les adsorbants de la solution. Dans le mappage élémentaire EDS du fichier supplémentaire 1 : Figure S4 et Figure S5, il est évident que l'élément Pb est uniformément dispersé dans le SA-Zn-HZ-Pb et le SA-Zn₃ Al-HT-Pb, indiquant indirectement la nucléation hétérogène des espèces Pb(II) à la surface des adsorbants. L'analyse XRD (Fig. 7) a montré les espèces Pb(II) dans SA-Zn-HZ-Pb et SA-Zn₃ Al-HT-Pb existent tous sous forme de Pb₃ (CO₃ )₂ (OH)₂ (Hydrocerussite, PDF#13-0131), qui est plus stable que Pb(OH)₂ ou PbCO₃ en raison de la constante de produit de solubilité inférieure du premier (3,16 × 10⁻⁴⁶ ) par rapport à celles de ces derniers (1,43 × 10⁻¹⁵ pour Pb(OH)₂ et 7,9 × 10⁻¹⁴ pour PbCO₃ ) [40, 41]. Les changements de pH de la solution au fil du temps dans l'adsorption sont présentés à la Fig. 8. Au temps de contact initial (0 ~ 210 min), le pH de la solution a continuellement augmenté principalement parce que l'hydrozincite et l'hydrotalcite composées d'hydroxydes ont été dissoutes pour atteindre une précipitation-dissolution équilibre dans la solution de Pb faiblement acide qui a entraîné la libération de OH⁻ . Cependant, le pH de la solution a progressivement diminué avec l'augmentation continue du temps de contact (210 ~ 1440 min), ce qui est probablement dû au fait que l'hydrocérusite produite dans l'adsorption déposée à la surface de l'hydrozincite et de l'hydrotalcite a empêché la dissolution ultérieure des deux adsorbants et la libération ultérieure. de OH⁻ , pendant ce temps le OH⁻ a été consommé séquentiellement pour générer de l'hydrocérusite avec du CO₃ ²⁻ et Pb²⁺ dans la résolution. Dans l'ensemble, les solutions de Pb(II) ont une faible fluctuation du pH avec une plage de 6,0 ~ 6,39 et 6,0 ~ 6,21 dans le processus d'adsorption utilisant SA-Zn-HZ et SA-Zn₃ Al-HT en tant qu'adsorbants, respectivement, manifestant que les deux adsorbants ont un faible impact sur le pH de la masse d'eau.

Dans ce système d'adsorption, la substitution isomorphe du divalent de Zn(II) dans SA-Zn-HZ et SA-Zn₃ Al-HT par Pb(II) est impossible en raison du rayon ionique beaucoup plus grand du Pb(II) (0,119 nm) que celui du Zn(II) (0,074 nm). Par conséquent, la réaction de HZ ou Zn/Al-CO₃ ²⁻ L'HT avec des cations toxiques Pb(II) a probablement apporté une contribution majeure à l'adsorption et a entraîné la précipitation de l'hydrocérusite. La transformation des précipitations de HZ (ou Zn/Al-CO₃ ²⁻ HT) à l'hydrocérusite dans la solution aqueuse contenant du Pb(II) était probablement due à la constante de produit de solubilité inférieure de la plus tardive à celle de la première [42]. De plus, dans ce système d'adsorption, le processus d'adsorption basé sur les réactions de transformation de précipitation de surface est irréversible. Avant d'atteindre l'adsorption saturée, les catalyseurs peuvent être réutilisés à plusieurs reprises et ont montré une efficacité d'élimination élevée (> 93,5 %) à chaque cycle (Fig. 9). Une fois que l'adsorption saturée est atteinte, les adsorbants ne peuvent pas être réutilisés même après la calcination, ce qui peut être attribué à la raison pour laquelle les composants fonctionnels de surface (hydrozincite et hydrotalcite) dans les adsorbants saturés se sont transformés en hydrocérussite et l'adsorption ultérieure est limitée.

Les capacités d'adsorption maximales des SA-Zn-HZ et SA-Zn₃ Al-HT pour Pb(II) basé sur le modèle d'isotherme de Langmuir sont respectivement de 684,9 et 555,6 mg/g, plus élevés que ceux des autres adsorbants à base d'hydrotalcite et la plupart des autres adsorbants inorganiques tels que l'oxyde de graphène, les nanotubes de carbone et le charbon actif à base d'adsorbants (tableau 4). Les propriétés d'adsorption supérieures ainsi que le faible coût et la facilité de préparation font du SA-Zn-HZ et du SA-Zn₃ Éliminateurs Al-HT hautement compétitifs pour l'élimination du Pb(II) des eaux usées.

Conclusions

Nous avons démontré les propriétés texturales, les propriétés d'adsorption du Pb(II), la cinétique d'adsorption et le mécanisme d'adsorption possible de l'hydrozincite supportée par un aérogel de silice et du Zn-Al-CO₃ ²⁻ hydrotalcite. Les deux supportaient l'hydrozincite et le Zn/Al-CO₃ ²⁻ l'hydrotalcite possède une épaisseur ultra-mince (< 5 nm) et une surface spécifique élevée. Dans les expériences d'adsorption par lots de Pb(II), les données d'adsorption correspondaient bien au modèle d'isotherme de Langmuir et au modèle cinétique de pseudo-second ordre, indiquant un processus de chimisorption de surface. Les capacités d'adsorption saturées calculées sur la base du modèle isotherme de Langmuir sont de 684,9 et 555,6 mg/g pour l'hydrozincite supportée et le Zn/Al-CO₃ ²⁻ l'hydrotalcite, respectivement, proche des valeurs expérimentales et supérieure aux capacités d'adsorption des autres adsorbants à base d'hydrotalcite et de la plupart des autres adsorbants inorganiques rapportés précédemment. Après l'adsorption, les espèces Pb(II) adsorbées sur les adsorbants existent sous forme d'hydrocérusite et les pics de diffraction XRD d'hydrozincite ou de Zn/Al-CO₃ ²⁻ l'hydrotalcite a disparu, démontrant que la nature de l'adsorption est probablement la conversion par précipitation de l'hydrozincite ou du Zn/Al-CO₃ ²⁻ hydrotalcite en hydrocérusite avec une constante de produit de faible solubilité dans la solution de Pb(II). Enfin, ce travail fournirait une référence pour le développement de nouveaux absorbants d'ions de métaux lourds, par exemple , immobilisation d'ions métalliques toxiques à la surface des adsorbants sous forme de précipités spéciaux avec des constantes de produit de faible solubilité par des réactions de transformation par précipitation.