Silica Aerogel-supported Hydrozincite dan Carbonate-intercalated Hydrotalcite untuk Penghilangan Ion Pb(II) dengan Efisiensi Tinggi melalui Reaksi Transformasi Pengendapan
Abstrak
Dalam pekerjaan ini, hidrozinsit dan Zn/Al-CO3
2−
hidrotalsit didukung pada silika aerogel dibuat melalui proses yang sederhana dan ekonomis dan digunakan sebagai adsorben untuk menghilangkan Pb(II). Hidrozinsit yang didukung dan Zn/Al-CO3
2−
hidrotalsit memiliki ketebalan yang sangat tipis, luas permukaan yang tinggi, dan kristalinitas yang lemah. Dalam percobaan adsorpsi Pb(II) batch, adsorben dengan kandungan Zn(II) yang lebih tinggi menunjukkan kapasitas adsorpsi Pb(II) yang lebih tinggi, dan data adsorpsi cocok dengan model isoterm Langmuir dan model kinetik orde dua semu, yang menunjukkan a mekanisme chemisorption permukaan. Kapasitas adsorpsi yang dihitung berdasarkan model isoterm Langmuir adalah 684,9 mg/g dan 555,6 mg/g untuk hidrozinsit yang didukung dan Zn/Al-CO3
2−
hidrotalsit, masing-masing, lebih tinggi dari kapasitas adsorpsi adsorben berbasis hidrotalsit lainnya dan sebagian besar adsorben anorganik lainnya yang dilaporkan sebelumnya. Puncak difraksi XRD hidrozinsit dan Zn/Al-CO3
2−
hidrotalsit menghilang setelah adsorpsi, dan spesies Pb(II) terdispersi secara merata dalam adsorben dalam bentuk Pb3 (CO3 )2 (OH)2 dibuktikan dengan TEM, pemetaan EDS dan analisis XRD, menunjukkan sifat adsorpsi adalah konversi pengendapan hidrozinsit atau Zn/Al-CO3
2−
hidrotalsit menjadi Pb3 (CO3 )2 (OH)2 . Hasil ini menunjukkan efek penghilangan Pb(II) sinergis dari CO3
2−
dan OH
−
berasal dari hidrozinsit dan Zn/Al-CO3
2−
hidrotalsit bersama dengan ketebalannya yang sangat tipis dan luas permukaan yang tinggi memberikan kontribusi sifat yang sangat baik dari adsorben.
Latar Belakang
Pencemaran logam berat (misalnya, Pb, Cd, dan Hg) dalam sistem distribusi air dan air permukaan menyebabkan masalah kesehatan lingkungan dan organisme hidup yang serius dan telah menjadi perhatian global utama selama bertahun-tahun [1, 2]. Berbagai teknologi termasuk pengendapan kimia [3], adsorpsi [4, 5], pertukaran ion [6, 7], dll. telah digunakan untuk menghilangkan ion logam berat beracun tinggi dari air, di antaranya adsorpsi adalah yang paling banyak digunakan. karena kesederhanaan operasinya, efisiensi tinggi [8, 9], dan sedikit pengaruh pada kelangsungan hidup lingkungan biologi akuatik seperti pH [10], di mana akan ada fluktuasi besar saat menghilangkan ion logam berat dengan pengendapan kimia menggunakan konsentrasi tinggi pengendap reagen. Untuk alasan ini, sejumlah bahan penyerap seperti bahan anorganik [11,12,13,14,15], polimer [16], biomaterial [17, 18], dan resin sorpsi [7, 8], telah dikembangkan dan diterapkan untuk adsorpsi ion logam beracun dari air limbah. Namun, masih ada beberapa tantangan yang membatasi pendekatan adsorpsi, seperti luas permukaan yang terbatas dan kapasitas adsorpsi yang rendah untuk sebagian besar adsorben. Oleh karena itu, diinginkan untuk mengeksplorasi bahan adsorben dengan luas permukaan tinggi yang baru untuk menghilangkan ion logam berat dengan efisiensi tinggi.
Hidrotalsit (HTs, juga disebut hidroksida ganda berlapis), terdiri dari lapisan oktahedral tipe brucite bertumpuk yang terdiri dari hidroksida logam bivalen dan trivalen dengan anion dan molekul air menempati ruang interlayer, telah banyak digunakan untuk mengadsorbsi berbagai anion dengan pertukaran ion [ 19,20,21]. Bahan-bahan ini juga dipelajari sebagai penyerap dan pemulung kation logam berat dari perairan dalam beberapa tahun terakhir [22,23,24,25,26]. Biaya rendah, persiapan sederhana, dan efisiensi penyerapan tinggi membuat bahan ini cocok untuk aplikasi di bidang pengolahan air limbah [27, 28]. HT sendiri dapat mengadsorpsi kation logam beracun melalui tiga rute:(1) substitusi isomorfik ion logam divalen dalam kristal HT oleh ion logam divalen beracun dengan jari-jari ionik serupa dalam larutan [24, 27]; (2) reaksi komponen logam hidroksida (terutama hidroksida logam divalen) dalam HT dengan ion logam beracun dengan radius ion yang berbeda [29]; (3) reaksi karbonat interlayer dengan ion logam beracun [29]. Dari penjelasan di atas, karbonat interlayer dan komponen hidroksida logam divalen pada lapisan merupakan komponen fungsional utama dalam HT untuk adsorpsi ion logam beracun, dan dengan demikian HT interkalasi karbonat (karbonat-HT) yang mengandung kedua komponen tersebut diharapkan memiliki kinerja adsorpsi logam yang optimal. ion. Namun, bubuk HT yang disintesis dengan metode konvensional biasanya memiliki luas permukaan spesifik yang rendah [30], yang membatasi sifat adsorpsinya. Cara yang baik untuk meningkatkan luas permukaan HT adalah dengan mendukungnya pada pembawa dengan luas permukaan yang tinggi. Li dkk. [31] bahan berpori yang disiapkan (SBA-15) mendukung HT dengan luas permukaan yang tinggi dengan perlakuan hidrotermal lama dari oksida logam campuran yang didukung SBA-15 yang telah disiapkan sebelumnya. Jong dkk. [32] serat nano karbon yang disintesis mendukung trombosit HT dengan ukuran kecil dan luas permukaan yang ditingkatkan. Namun, metode pendukung di atas agak rumit, dan bahan pendukungnya mahal. Selain itu, ada beberapa laporan tentang adsorpsi ion logam beracun oleh garam karbonat hidroksida dari logam divalen, yang juga mengandung karbonat dan hidroksida logam divalen seperti karbonat-HT. Oleh karena itu, mengembangkan garam karbonat hidroksida berbantuan yang murah dan mudah disiapkan serta HT karbonat dengan luas permukaan yang tinggi diharapkan dapat meningkatkan adsorpsi ion logam beracun.
Silica aerogels (SAs) telah menarik banyak perhatian baik dalam ilmu pengetahuan dan teknologi karena densitas curah yang rendah, luas permukaan yang tinggi, dan konduktivitas termal yang rendah [33, 34]. Selain itu, SA tidak mahal (US $2 ~ 3/Kg) karena pembuatannya dalam skala besar dan permintaan yang sangat besar dalam industri insulasi termal. Oleh karena itu, dalam karya ini, hidrozinsit (Zn5 (OH)6 (CO3 )2 ) dan Zn/Al-CO3
2−
hidrotalsit didukung pada SA komersial, yang menyediakan ruang terbatas dan situs nukleasi untuk pemuatan dan pertumbuhan hidrozinsit dan Zn/Al-CO3
2−
hidrotalsit, dibuat dengan metode yang mudah. Sifat tekstur SA mendukung hidrozinsit dan Zn/Al-CO3
2−
hidrotalsit dikarakterisasi dengan TEM, XRD, ICP, dan BET. Pengaruh kandungan ion Zn(II) dan pH untuk sintesis adsorben pada kapasitas adsorpsi dievaluasi secara khusus. Selain itu, kesetimbangan adsorpsi dan kinetika diselidiki dan dilengkapi dengan model isoterm dan model kinetika yang sesuai. Adsorben setelah adsorpsi dikarakterisasi dengan pemetaan TEM, XRD, dan EDS. Akhirnya, mekanisme adsorpsi yang mungkin dalam sistem adsorpsi ini didiskusikan.
Metode
Materi
Seng nitrat, aluminium nitrat, natrium hidrogen karbonat, natrium hidroksida, dan timbal nitrat semuanya memiliki tingkat analitis dan dibeli dari Aladdin Reagent Co., Ltd. (Shanghai, Cina). Asam klorida (36–38%) memiliki tingkat analitis dan dibeli dari Sinopharm Chemical Reagent Co., China (Shanghai, China). SA disediakan oleh Nano Tech Co, LTD (Shaoxing, China).
Persiapan adsorben
Serbuk SA dikalsinasi pada 823 K selama 2 jam untuk menghilangkan gugus organik pada permukaan sebelum digunakan. SA yang dirawat (500 mg) didispersikan dalam 500 mL air deionisasi dengan ultrasound selama 30 menit. Untuk suspensi SA yang diperoleh, 25 mL larutan campuran (A) m mol Zn(TIDAK3 )2 dan n mol Al(TIDAK3 )3 dalam 150 mL air deionisasi ditambahkan dan diaduk selama 5 menit, lalu 125 mL larutan campuran A dan larutan campuran NaOH/NaHCO lainnya3 (0,5 M/0,5 M) ditambahkan secara bergantian. Rasio Zn:Al divariasikan sedemikian rupa sehingga m + n = 0,0075 mol dan m :n = 3:0, 3:1, 2:1, dan 0:1. Nilai pH akhir larutan diatur menjadi 8,8 atau 9,5 dengan larutan campuran NaOH/NaHCO di atas3 diikuti dengan perlakuan hidrotermal pada suhu 80 °C selama 24 jam. Produk yang diperoleh dikumpulkan dengan sentrifugasi, dicuci dengan air deionisasi tiga kali, dan dikeringkan dengan vakum. Sampel akhir SA mendukung hydrozincite (hydrozincite, m :n = 3:0), dan Zn/Al hidrotalsit (m :n = 3:1 dan 2:1) dilambangkan sebagai SA-Zn-HZ dan SA-Znx Al-HT, masing-masing, di mana x mewakili rasio mol logam divalen/logam trivalen dalam larutan prekursor. Sampel kontrol dari aluminium hidroksida yang didukung SA ditetapkan sebagai SA-Al-H (m :n = 0:1).
Karakterisasi
Mikrograf elektron transmisi diambil menggunakan mikroskop elektron JEM-1011 yang beroperasi pada tegangan percepatan 80 kV. Pemindaian mikrograf elektron dan spektrum dispersi energi diperoleh menggunakan mikroskop elektron pemindaian JSM-6360LV yang dilengkapi dengan penganalisis sinar-X (EDX) dispersi energi aksi-X (Oxford INCA). N2 isoterm adsorpsi-desorpsi diperoleh dengan menggunakan penganalisis pori Micromeritics ASAP TriStar II 3020 pada 77 K dalam kondisi adsorpsi kontinu. Sampel dikeluarkan pada suhu 150 °C selama 8 jam sebelum pengukuran. Luas permukaan spesifik dihitung dengan metode Brunauer-Emmett-Teller, dan distribusi ukuran pori diukur menggunakan analisis Barrett-Joyner-Halenda dari cabang desorpsi isoterm nitrogen. Pola difraksi sinar-X (XRD) dikumpulkan menggunakan difraktometer Empyrean XRD. Kandungan unsur Zn, Si, dan Al dari adsorben ditentukan dengan menggunakan spektroskopi emisi atom plasma yang digabungkan secara induktif (spektrometer Leeman Prodigy XP ICP-AES).
Eksperimen Adsorpsi
Larutan berair Pb(II) (1000 ppm) dibuat dengan melarutkan Pb(NO3 )2 dalam air deionisasi. Setelah itu, diencerkan dengan air deionisasi sampai konsentrasi yang diinginkan. Larutan Pb(II) dengan konsentrasi yang berbeda semuanya disesuaikan untuk mencapai pH sekitar 6,0 dengan 0,1 mol L
−1
larutan HCl atau NaOH. Biasanya, 50 mg adsorben ditempatkan ke dalam 100 mL larutan Pb(II) berair dengan konsentrasi yang berbeda (100, 200, 300, 400, 500, dan 1000 ppm) dalam labu Erlenmeyer. Kemudian, labu Erlenmeyer dikocok (150 rpm) dalam inkubator shaker dengan suhu yang disetel 25 °C selama 24 jam untuk mencapai kesetimbangan adsorpsi. Pada akhir setiap proses adsorpsi, suspensi disentrifugasi dan supernatan disaring dan digunakan untuk menentukan jumlah Pb(II) dengan spektrofotometer adsorpsi atom (AAS) Shimadzu AA-6300. Kapasitas adsorpsi dari adsorben dihitung menurut persamaan berikut:qe = (C0Ce )V/m, di mana qe menunjukkan jumlah yang teradsorpsi pada kesetimbangan (mg g
−1
), C0 dan Ce adalah konsentrasi awal dan keseimbangan polutan dalam larutan (mg L
−1
), V adalah volume larutan Pb(II) (mL), dan m adalah berat kering adsorben (g). Untuk analisis kinetika adsorpsi, 50 mg adsorben ditambahkan ke dalam 100 mL larutan Pb(II) dengan konsentrasi 500 ppm. Suspensi dikocok (150 rpm) pada 25 °C. Pada interval waktu reaksi spesifik 10, 30, 50, 70, 100, 140, 180, 240, 360, 600, dan 1440 menit, diambil 2 mL suspensi dan disaring dengan membran 0,22 mL. Konsentrasi Pb(II) dalam filtrat dianalisis dengan spektrofotometer serapan atom nyala (Shimadzu AA-6300).
Hasil dan Diskusi
Optimasi Parameter Sintesis
Untuk mengetahui pengaruh parameter sintesis adsorben terhadap kinerja adsorpsinya, kapasitas adsorpsi maksimum SA-Zn-HZ, SA-Zn3 Al-HT, SA-Zn2 Al-HT, dan SA-Al-H disiapkan dengan rasio prekursor Zn/Al yang bervariasi (3:0, 3:1, 2:1, dan 0:1) dan pH (8,8 dan 9,5) diuji (Gbr. 1) . Kapasitas adsorpsi maksimum adalah 680,8 mg g
−1
, 537,8 mg g
−1
, 429,5 mg g
−1
, dan 176,4 mg g
−1
, masing-masing, untuk SA-Zn-HZ, SA-Zn3 Al-HT, SA-Zn2 Al-HT, dan SA-Al-H dibuat pada pH 9,5, dan masing-masing adalah 510,6, 482.2, 405.7, dan 111,8 mg/g, untuk SA-Zn-HZ, SA-Zn3 Al-HT, SA-Zn2 Al-HT, dan SA-Al-H disiapkan pada pH 8,8. Oleh karena itu, dapat disimpulkan bahwa kandungan logam divalen tinggi dan pH (seperti 9,5) pada media sintetis bermanfaat untuk meningkatkan sifat adsorpsi. SA-Zn-HZ dan SA-Zn3 Al-HT yang disintesis pada pH 9,5 dengan kapasitas adsorpsi tinggi diambil untuk penelitian karakter tekstur, kesetimbangan adsorpsi, dan kinetika pada bagian berikut.
Kapasitas adsorpsi maksimum SA-Zn-HZ, SA-Znx Al-HT, dan sampel kontrol SA-Al-H dengan berbagai kandungan Zn. Dari kiri ke kanan, kandungan elemen Zn menurun secara bertahap
Karakter Tekstur SA-Zn-HZ dan SA-Zn3 Al-HT
Morfologi SA-Zn-HZ, SA-Zn3 Al-HT, dan pembawa SA dicirikan oleh TEM seperti yang ditunjukkan pada Gambar 2 dan File tambahan 1:Gambar S1. Hidrozinsit (HZ) dan Zn/Al-CO3
2−
HT di SA-Zn-HZ dan SA-Zn3 Komposit Al-HT, masing-masing, semuanya menunjukkan struktur serpihan dengan ketebalan ultra-tipis (< 5 nm). Parameter tekstur SA-Zn-HZ dan SA-Zn3 Al-HT tercantum dalam Tabel 1, dan luas permukaan SA-Zn-HZ dan SA-Zn3 Al-HT dihitung dari N2 isoterm adsorpsi-desorpsi (Gbr. 3a) adalah 264,1 m
2
g
−1
dan 233,9 m
2
g
−1
, masing-masing, lebih rendah dari substrat SA (File tambahan 1:Tabel S1 dan Gambar S2), karena kemungkinan struktur pori yang menghalangi SA oleh lamellar HZ dan Zn/Al-CO3
2−
HT dan kerapatan HZ dan HT lebih tinggi daripada SA. Seperti ditunjukkan pada Gambar. 3b, pola XRD menunjukkan struktur hidrozinsit (PDF#19-1458, Zn5 (CO3 )2 (OH)6 ) untuk SA-Zn-HZ dan struktur hidrotalsit interkalasi karbonat yang khas (PDF#51-1525) untuk SA-Zn3 Al-HT masing-masing. Namun, kekuatan puncak difraksi karakteristik dari kedua sampel lemah menunjukkan struktur lapisan ultra-tipis dan kristalinitas HZ dan HT yang relatif lemah dalam komposit.
Gambar TEM SA-Zn-HZ (a , b ), SA-Zn3 Al-HT (c , d ) disiapkan pada pH 9,5
N2 isoterm adsorpsi-desorpsi (a ) dan pola XRD (b ) dari SA-Zn-HZ dan SA-Zn3 Al-HT
Isoterm Adsorpsi Ion Pb(II) pada SA-Zn-HZ dan SA-Zn3 Al-HT
Pengaruh konsentrasi awal Pb(II) (100, 200, 300, 400, 500, dan 1000 ppm) terhadap sifat adsorpsi SA-Zn-HZ dan SA-Zn3 Al-HT disertakan dalam Gambar. 4a. Seperti yang diharapkan, kapasitas adsorpsi untuk kedua adsorben meningkat dengan meningkatnya konsentrasi awal Pb(II). Pada konsentrasi awal yang rendah yaitu 100, 200, dan 300 ppm, kapasitas adsorpsi untuk Pb(II) hampir berbanding lurus dengan konsentrasi awal Pb(II) untuk SA-Zn-HZ dan SA-Zn3 Al-HT. Namun, pada konsentrasi awal Pb(II) yang tinggi yaitu 400, 500, dan 1000 ppm, kapasitas adsorpsi meningkat perlahan dan hampir mendekati kapasitas adsorpsi maksimumnya, yang disebabkan oleh kurangnya tempat adsorpsi yang tersedia pada adsorben yang dapat menampung lebih banyak Pb( II) ion. Data isoterm adsorpsi dilengkapi dengan model Langmuir, Freundlich, Sips, dan Redlich-Peterson yang direpresentasikan secara matematis sebagai Persamaan. (1), (2), (3), dan (4) [13, 24, 35,36,37], berturut-turut:
Isoterm adsorpsi Pb(II) pada SA-Zn-HZ dan SA-Zn3 Al-HT (a ), Langmuir (b ), dan Freundlich (c ) model isoterm adsorpsi yang cocok untuk adsorpsi Pb(II). Kondisi percobaan:konsentrasi awal Pb(II) 100 ~ 1000 ppm; dosis adsorben 0,5 g L
−1
; waktu kontak 24 jam, pH larutan 6,0 ± 0,1; suhu 30 °C
Dimana Ce (mg/L) adalah konsentrasi kesetimbangan dalam fase air; qe (mg/g) adalah jumlah kesetimbangan yang diserap oleh adsorben; qm (mg/g) menunjukkan kapasitas adsorpsi jenuh teoretis; KL (L/mg) adalah konstanta Langmuir yang berhubungan dengan energi adsorpsi-desorpsi dan afinitas situs pengikatan ion; KF kira-kira merupakan indikator kapasitas adsorpsi, dan 1/n adalah intensitas adsorpsi; KS (L/mmol) adalah konstanta isoterm Sips dan nS adalah faktor heterogenitas Freundlich; KRP (L/mg) dan nRP adalah konstanta Redlich-Peterson. Data adsorpsi dan plot fitting model Langmuir, Freundlich, Sips dan Redlich-Peterson untuk adsorpsi Pb(II) pada SA-Zn-HZ dan SA-Zn3 Al-HT ditunjukkan pada Gambar. 4b, c dan File tambahan 1:Gambar S3, dan parameter yang dihitung dari model ini diberikan pada Tabel 2 dan File tambahan 1:Tabel S2. Untuk empat model yang dipelajari, model Langmuir menunjukkan koefisien korelasi yang lebih signifikan (R
2
≥ 0.99) dengan data eksperimen dibandingkan model Freundlich, Sips dan Redlich-Peterson, masing-masing, dan kapasitas adsorpsi maksimum SA-Zn-HZ dan SA-Zn3 Al-HT untuk Pb(II) berdasarkan model Langmuir masing-masing adalah 684,9 mg/g dan 555,6 mg/g.
Kinetika Adsorpsi Ion Pb(II) pada SA-Zn-HZ dan SA-Zn3 Al-HT
Kinetika adsorpsi diselidiki untuk menentukan waktu yang dibutuhkan untuk kesetimbangan adsorpsi dan menjelaskan mekanisme adsorpsi Pb(II) pada adsorben. Data kinetika adsorpsi Pb(II) pada SA-Zn-HZ dan SA-Zn3 Al-HT dari 0 hingga 1440 menit (24 jam) disajikan pada Gambar 5a. Dapat dilihat bahwa laju adsorpsi untuk kedua adsorben berlangsung cepat dalam 50 menit pertama, kemudian secara bertahap melambat, dan setelah itu, kesetimbangan adsorpsi tercapai. Laju penyisihan Pb(II) yang cepat pada awalnya dapat dikaitkan dengan difusi cepat Pb(II) dari larutan curah ke permukaan luar adsorben dan sejumlah besar tempat yang tersedia dari adsorben pada tahap awal. Pada tahap selanjutnya, proses adsorpsi yang lambat mungkin disebabkan oleh jarak difusi yang lebih jauh dari Pb(II) ke adsorben dan situs adsorpsi permukaan yang terbatas dari adsorben. Untuk mengetahui mekanisme adsorpsi Pb(II) pada SA-Zn-HZ dan SA-Zn3 Al-HT, hasil eksperimen dilengkapi dengan model kinetik orde pertama semu dan orde kedua semu seperti yang diungkapkan oleh Persamaan. (5) dan (6) [35, 38], masing-masing.
dimana qt (mg/g) adalah jumlah adsorbat yang dihilangkan oleh adsorben pada waktu t (menit); qe (mg/g) adalah kapasitas adsorpsi kesetimbangan; k1 (min
−1
) dan k2 (g/(mg min
−1
)) masing-masing adalah konstanta laju model orde pertama semu dan orde kedua semu. Plot linier dari ln(qe -qt ) versus t dan plot t /qt melawan t untuk model kinetik orde pertama semu dan orde kedua semu, masing-masing, ditunjukkan pada Gambar. 5b, c. Kapasitas adsorpsi (qe ) dan konstanta laju (k1 dan k2 ) dihitung dari kemiringan dan perpotongan plot diringkas dalam Tabel 3. Jelas, model orde kedua semu dengan koefisien korelasi yang lebih tinggi (R
2
> 0.99) dapat menyesuaikan data kinetik eksperimental dengan lebih baik daripada model orde satu semu. Selain itu, nilai kapasitas adsorpsi (qe , kal ) dihitung dari model orde kedua semu sangat konsisten dengan q experimental eksperimental e nilai (qe, exp ). Hasil ini menunjukkan bahwa mekanisme penyerapan model kinetik orde dua semu yang dominan, menunjukkan bahwa tingkat keseluruhan serapan Pb(II) tampaknya dikendalikan oleh proses kemisorpsi [13, 39].
Kinetika adsorpsi Pb( II) pada SA-Zn-HZ dan SA-Zn3 Al-HT (a ) dan plot orde pertama semu (b ) dan orde kedua semu (c ) model kinetika adsorpsi yang cocok untuk adsorpsi Pb(II). Kondisi percobaan:konsentrasi awal Pb(II) 500 ppm; dosis adsorben 0,5 g L
−1
; waktu kontak 0 ~ 24 jam, pH larutan 6,0 ± 0,1; suhu 30 °C
Mekanisme Adsorpsi dan Evaluasi Kinerja
Untuk mengetahui lebih lanjut mekanisme adsorpsi Pb(II) pada SA-Zn-HZ dan SA-Zn3 Al-HT, sampel SA-Zn-HZ dan SA-Zn3 Al-HT setelah adsorpsi (SA-Zn-HZ-Pb dan SA-Zn3 Al-HT-Pb) dikarakterisasi dengan TEM, pemetaan EDS, dan XRD. Baik SA-Zn-HZ-Pb dan SA-Zn3 Al-HT-Pb (Gbr. 6) memiliki kontras yang lebih tinggi dibandingkan SA-Zn-HZ dan SA-Zn3 Al-HT di gambar TEM (Gbr. 2), masing-masing, menunjukkan nomor atom tinggi Pb telah teradsorpsi ke adsorben dari larutan. Dalam pemetaan elemen EDS dari file tambahan 1:Gambar S4 dan Gambar S5, terlihat jelas bahwa elemen Pb tersebar merata di SA-Zn-HZ-Pb dan SA-Zn3 Al-HT-Pb, menunjukkan secara tidak langsung nukleasi heterogen spesies Pb(II) pada permukaan adsorben. Analisis XRD (Gbr. 7) menunjukkan spesies Pb(II) pada SA-Zn-HZ-Pb dan SA-Zn3 Al-HT-Pb semua ada dalam bentuk Pb3 (CO3 )2 (OH)2 (Hydrocerussite, PDF#13-0131), yang lebih stabil dari Pb(OH)2 atau PbCO3 karena konstanta hasil kali kelarutan yang lebih rendah dari yang pertama (3,16 × 10
−46
) dibandingkan dengan yang terakhir (1,43 × 10
−15
untuk Pb(OH)2 dan 7,9 × 10
−14
untuk PbCO3 ) [40, 41]. Perubahan pH larutan dari waktu ke waktu dalam adsorpsi disajikan pada Gambar. 8. Pada waktu kontak awal (0 ~ 210 menit), pH larutan terus meningkat terutama karena hidrozinsit dan hidrotalsit yang terdiri dari hidroksida dilarutkan untuk mencapai pengendapan-larutan kesetimbangan dalam larutan Pb asam lemah yang menghasilkan pelepasan OH
−
. Namun, pH larutan secara bertahap menurun dengan bertambahnya waktu kontak (210 ~ 1440 menit), yang mungkin karena hidrocerusit yang dihasilkan dalam adsorpsi yang diendapkan pada permukaan hidrozinsit dan hidrotalsit mencegah pelarutan lebih lanjut dari kedua adsorben dan pelepasan berikutnya. dari OH
−
, sedangkan OH
−
dikonsumsi secara berurutan untuk menghasilkan hydrocerussite bersama dengan CO3
2−
dan Pb
2+
dalam larutan. Secara keseluruhan, larutan Pb(II) memiliki fluktuasi pH yang rendah dengan kisaran 6,0 ~ 6,39 dan 6,0 ~ 6.21 pada proses adsorpsi menggunakan SA-Zn-HZ dan SA-Zn3 Al-HT sebagai adsorben, masing-masing, memanifestasikan kedua adsorben memiliki dampak rendah pada pH badan air.
Gambar TEM SA-Zn-HZ-Pb (a ) dan SA-Zn3 Al-HT-Pb (b )
Pola XRD SA-Zn-HZ-Pb dan SA-Zn3 Al-HT-Pb
Nilai pH larutan Pb(II) terhadap waktu dalam adsorpsi menggunakan SA-Zn-HZ dan SA-Zn3 Al-HT sebagai adsorben
Pada sistem adsorpsi ini, substitusi isomorfik divalen Zn(II) pada SA-Zn-HZ dan SA-Zn3 Al-HT oleh Pb(II) tidak mungkin karena jari-jari ionik Pb(II) (0,119 nm) jauh lebih besar daripada jari-jari Zn(II) (0,074 nm). Oleh karena itu, reaksi HZ atau Zn/Al-CO3
2−
HT dengan kation Pb(II) beracun mungkin memberikan kontribusi besar untuk adsorpsi, dan mengakibatkan pengendapan hydrocerussite. Transformasi presipitasi dari HZ (atau Zn/Al-CO3
2−
HT) ke hydrocerussite dalam larutan berair yang mengandung Pb(II) mungkin karena konstanta hasil kali kelarutan yang lebih rendah dari yang terakhir daripada yang sebelumnya [42]. Selain itu, pada sistem adsorpsi ini, proses adsorpsi berdasarkan reaksi transformasi pengendapan permukaan bersifat irreversible. Sebelum mencapai adsorpsi jenuh, katalis dapat digunakan kembali berulang kali dan menunjukkan efisiensi penyisihan yang tinggi (> 93,5%) di setiap siklus (Gbr. 9). Setelah adsorpsi jenuh tercapai, adsorben tidak dapat digunakan kembali bahkan setelah kalsinasi, yang dapat dikaitkan dengan alasan bahwa komponen fungsional permukaan (hydrozincite dan hydrotalcite) dalam adsorben jenuh telah berubah menjadi hydrocerussite dan adsorpsi lebih lanjut dibatasi.
Daur ulang untuk menghilangkan Pb(II) oleh a SA-Zn-HZ murni, SA-Zn-HZ jenuh (SA-Zn-HZ-Pb (40,5%)), dan SA-Zn-HZ jenuh setelah kalsinasi; b SA-Zn murni3 Al-HT, SA-Zn jenuh3 Al-HT (SA-Zn-HZ-Pb (35,0%)), dan SA-Zn jenuh3 Al-HT setelah kalsinasi. Konsentrasi awal Pb(II) 100 ppm; dosis adsorben 0,5 g L
−1
; waktu kontak 24 jam, pH larutan 6,0 ± 0,1; suhu 30 °C
Kapasitas adsorpsi maksimum SA-Zn-HZ dan SA-Zn3 Al-HT untuk Pb(II) berdasarkan model isoterm Langmuir masing-masing adalah 684,9 dan 555,6 mg/g, lebih tinggi dibandingkan dengan adsorben berbasis hidrotalsit lainnya dan sebagian besar adsorben anorganik lainnya seperti oksida graphene, nanotube karbon, dan karbon aktif. adsorben berbasis (Tabel 4). Sifat adsorpsi yang unggul bersama dengan biaya rendah dan kemudahan persiapan membuat SA-Zn-HZ dan SA-Zn3 Pemulung Al-HT yang sangat kompetitif untuk menghilangkan Pb(II) dari air limbah.
Kesimpulan
Kami telah mendemonstrasikan sifat tekstur, sifat adsorpsi Pb(II), kinetika adsorpsi, dan kemungkinan mekanisme adsorpsi aerogel silika yang didukung hidrozinsit dan Zn-Al-CO3
2−
hidrotalsit. Keduanya mendukung hidrozinsit dan Zn/Al-CO3
2−
hidrotalsit memiliki ketebalan yang sangat tipis (< 5 nm) dan luas permukaan yang tinggi. Dalam percobaan adsorpsi Pb(II) batch, data adsorpsi cocok dengan model isoterm Langmuir dan model kinetik orde dua semu, yang menunjukkan proses kemisorpsi permukaan. Kapasitas adsorpsi jenuh yang dihitung berdasarkan model isoterm Langmuir adalah 684,9 dan 555,6 mg/g untuk hidrozinsit yang didukung dan Zn/Al-CO3
2−
hidrotalsit, masing-masing, dekat dengan nilai percobaan dan lebih tinggi dari kapasitas adsorpsi adsorben berbasis hidrotalsit lainnya dan sebagian besar adsorben anorganik lainnya yang dilaporkan sebelumnya. Setelah adsorpsi, spesi Pb(II) yang teradsorpsi pada adsorben berupa hydrocerussite dan puncak difraksi XRD dari hidrozinsit atau Zn/Al-CO3
2−
hidrotalsit menghilang, menunjukkan sifat adsorpsi mungkin adalah konversi pengendapan hidrozinsit atau Zn/Al-CO3
2−
hidrotalsit menjadi hidrocerusit dengan konstanta hasil kali kelarutan rendah dalam larutan Pb(II). Akhirnya, karya ini akan memberikan referensi untuk mengembangkan penyerap ion logam berat baru, misalnya, imobilisasi ion logam beracun pada permukaan adsorben berupa endapan khusus dengan konstanta hasil kali kelarutan rendah melalui reaksi transformasi pengendapan.
