CN113578256A - 铁镁水滑石@膨润土复合材料及其制备方法和应用 - Google Patents

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Abstract

本发明公开了一种铁镁水滑石@膨润土复合材料及其制备方法和应用，该复合材料包括膨润土和负载在膨润土表面的铁镁水滑石。其制备包括：将含有碳酸氢钠、碳酸钠和氢氧化钠中至少一种物质的混合溶液滴加到镁盐、三价铁盐和膨润土的混合液中，共沉淀反应，直至溶液pH值为9.5～10，老化，洗涤，干燥，研磨，过筛，得到上述复合材料。本发明铁镁水滑石@膨润土复合材料具有成本低廉、吸附量大、稳定性好等优点，是一种绿色、环保、经济的新型吸附剂，可广泛用于处理重金属废水，且能够实现对废水中重金属的高效、彻底去除，使用价值高，应用前景好。

Description

铁镁水滑石@膨润土复合材料及其制备方法和应用
技术领域
本发明属于环保吸附材料技术领域，涉及一种铁镁水滑石@膨润土复合材料及其制备方法和应用。
背景技术
重金属具有很强的化学稳定性和生物难降解性，不能通过自然生物过程被降解，可以长期存在水体中，会对生物的神经***、组织器官造成损害，持续造成严重的环境和健康问题。目前，为了减少重金属污染物对环境的污染，光催化降解、膜过滤、絮凝与沉淀、电化学处理以及吸附等技术被应用于重金属污染的治理中，其中吸附法处理重金属污染水体因具有操作简单、投资少、处理后出水水质好等特点而受到重视，但大部分吸附剂因存在吸附能力低、成本高、稳定性差等缺陷，使得现有吸附剂并不能广泛应用于治理重金属污染水体，因而需要开发更加高效、环保、低成本的吸附剂材料。
膨润土常被运用于污染水体的处理过程中，它一种以蒙脱石为主要矿物成分的非金属矿产，由于蒙脱石结构是由两个硅氧四面体夹一层铝氧八面体组成的2:1型晶体结构，对很多污染物展现出一定的吸附能力。然而，根据以往的研究，膨润土对于重金属的吸附主要是通过阳离子交换，由于其吸附位点少，导致其吸附能力较差，难以实现对水体中重金属的有效去除。另外，在本申请发明人的实际研究过程中还发现：将膨润土与水滑石材料(如镁铝水滑石、钴铝水滑石)进行复合时，所得复合材料仍然存在吸附量低、稳定性差等缺陷，同时还存在制备工艺复杂、成本较高等问题。因此，获得一种成本低廉、吸附量大、稳定性好的复合吸附材料以及与之配套的工艺简单、操作方便、反应条件温和、成本低、生产效率高、生产周期短、产品收益率高的制备方法，对于低成本、高效、环保的去除水体中的重金属离子具有十分重要的意义。
发明内容
本发明要解决的技术问题是克服现有技术的不足，提供一种成本低廉、吸附量大、稳定性好的铁镁水滑石@膨润土复合材料，还提供了一种工艺简单、操作方便、反应条件温和、成本低、生产效率高、生产周期短、产品收益率高的铁镁水滑石@膨润土复合材料的制备方法，以及该铁镁水滑石@膨润土复合材料在处理重金属废水中的应用。
为解决上述技术问题，本发明采用的技术方案是：
一种铁镁水滑石@膨润土复合材料，所述铁镁水滑石@膨润土复合材料包括膨润土和铁镁水滑石，所述铁镁水滑石负载在膨润土表面。
上述的铁镁水滑石@膨润土复合材料，进一步改进的，所述铁镁水滑石@膨润土复合材料呈花瓣状结构；所述铁镁水滑石呈片状结构；所述铁镁水滑石@膨润土复合材料的比表面积为154m2/g。
作为一个总的技术构思，本发明还提供了一种上述的铁镁水滑石@膨润土复合材料的制备方法，包括以下步骤：
S1、将镁盐、三价铁盐、膨润土与水混合，得到混合液；
S2、将含有碳酸氢钠、碳酸钠和氢氧化钠中至少一种物质的混合溶液滴加到步骤S1中得到的混合液中进行共沉淀反应，直至溶液pH值为9.5～10；
S3、将步骤S2中经共沉淀反应后得到的产物老化，洗涤，干燥，研磨，过筛，得到铁镁水滑石@膨润土复合材料。
上述的制备方法，进一步改进的，步骤S1中，所述膨润土、镁盐、三价铁盐的比例为1g～10g∶0.04mol∶0.04mol。
上述的制备方法，进一步改进的，步骤S1中，所述膨润土、镁盐、三价铁盐的比例为1g∶0.04mol∶0.04mol。
上述的制备方法，进一步改进的，步骤S1中，所述镁盐为硝酸镁、硫酸镁、氯化镁中的至少一种；所述三价铁盐为硝酸铁、氯化铁、硫酸铁中的至少一种。
上述的制备方法，进一步改进的，步骤S2中，所述混合溶液中含有的碳酸氢钠、碳酸钠和氢氧化钠的浓度均为0.5mol/L；所述沉淀反应的终点pH值为10。
作为一个总的技术构思，本发明还提供了一种上述的铁镁水滑石@膨润土复合材料或上述的制备方法制得的铁镁水滑石@膨润土复合材料在处理重金属废水中的应用。
上述的应用，进一步改进的，包括以下步骤：将铁镁水滑石@膨润土复合材料与重金属废水混合进行振荡吸附，完成对重金属废水的处理；所述铁镁水滑石@膨润土复合材料的添加量每升重金属废水中添加铁镁水滑石@膨润土复合材料0.25g。
上述的应用，进一步改进的，所述重金属废水中的重金属为Pb、Cd中的至少一种；所述重金属废水中Pb的浓度≤350mg/L；所述重金属废水中Cd的浓度≤175mg/L；所述重金属废水的pH值为3～7；所述振荡吸附的转速为150rpm～200rpm；所述振荡吸附的温度为25℃～45℃；所述振荡吸附的时间为5min～1440min。
与现有技术相比，本发明的优点在于：
(1)本发明提供了一种铁镁水滑石@膨润土复合材料，膨润土和铁镁水滑石，铁镁水滑石负载在膨润土表面。本发明中，膨润土具有稳定、价格低廉、吸附能力强等优点，且铁镁水滑石具有合成相对容易、价格较为低廉、吸附能力强等优点，因而将铁镁水滑石负载在膨润土表面能够得到一种价格低廉、合成容易、稳定性好、吸附能力强的复合材料，同时将铁镁水滑石负载在膨润土上，能够大大提升复合材料的比表面积，活性位点更多，吸附量大大提升。相比常规吸附剂材料，本发明铁镁水滑石@膨润土复合材料具有成本低廉、吸附量大、稳定性好等优点，是一种绿色、环保、经济的新型吸附剂，可广泛用于处理重金属废水，且能够实现对废水中重金属的高效、彻底去除，使用价值高，应用前景好。
(2)本发明铁镁水滑石@膨润土复合材料具有丰富的花瓣层状结构，能够在反应过程中提供更多的吸附位点，进而提高吸附效果。
(3)本发明还提供了一种铁镁水滑石@膨润土复合材料的制备方法，以镁盐、三价铁盐、膨润土为原料，在碱性条件(滴加含有碳酸氢钠、碳酸钠和氢氧化钠中至少一种物质的混合溶液)的作用下使镁盐和三价铁盐发生共沉淀反应生成铁镁水滑石并负载在膨润土表面，由此获得了比表面积大、活性位点多、吸附性能好、稳定性好的铁镁水滑石@膨润土复合材料。同时，本发明制备方法中采用的原料来源广泛且价格低廉，更加符合绿色环保、物美价廉的现代科学技术的标准。与其他常规方法相比，本发明制备方法具有工艺简单、反应条件温和、操作方便、清洁无污染等优点，适合于大规模制备，便于工业化利用。
(4)本发明铁镁水滑石@膨润土复合材料的制备方法中，通过优化膨润土、镁盐、三价铁盐的用量比例，不仅能够进一步提升铁镁水滑石的负载稳定性，同时也能够确保复合材料具有更大的比表面积、更多的吸附位点，最终能够确保复合材料稳定、高效、高容量的吸附目标污染物。
(5)本发明还提供了一种铁镁水滑石@膨润土复合材料在理重金属废水中的应用，利用铁镁水滑石@膨润土复合材料对重金属废水进行振荡吸附处理，即可实现对废水中重金属的高效、彻底去除，具有工艺简单、成本低廉、去除效果好、抗感染能力强等优点，能够广泛用于治理重金属废水，对于低成本、高效、环保的去除水体中的重金属离子具有十分重要的意义。
(6)本发明应用方法中，所用的镁水滑石@膨润土复合材料在多种阳离子存在的情况下吸附重金属时还可展现出较高的吸附性，在环境重金属污染物吸附方面有着广泛的应用前景。
(7)本发明应用方法中，所用的镁水滑石@膨润土复合材料在pH范围为3-7时都可以展现出较好的吸附效果，pH大于7时，重金属离子会产生沉淀，在环境重金属污染吸附方面有着广泛的应用前景。
(8)本发明应用方法中，所用的镁水滑石@膨润土复合材料在实际水体中(自来水，江水，湖水)仍然可以表现出较高的吸附性。
附图说明
为使本发明实施例的目的、技术方案和优点更加清楚，下面将结合本发明实施例中的附图，对本发明实施例中的技术方案进行清楚、完整的描述。
图1为本发明实施例1中制得的铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)的SEM图。
图2为本发明实施例1中制得的铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)的TEM图。
图3为本发明实施例1中制得的铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)的元素分布图。
图4为本发明实施例1中制得的铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)的XRD图。
图5为本发明实施例6中铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)、镁铝水滑石@膨润土复合材料(MgAl-LDH@B-1)、钴铝水滑石@膨润土复合材料(CoAl-LDH@B-1)对废水重金属铅和镉的吸附效果图。
图6为本发明实施例6中铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1、FeMg-LDH@B-2、FeMg-LDH@B-4、FeMg-LDH@B-6、FeMg-LDH@B-10)、铁镁水滑石(FeMg-LDH)、膨润土(Ben)对废水重金属铅和镉的吸附效果图。
图7为本发明实施例7中铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)在不同pH条件下对废水重金属铅和镉的吸附效果图。
图8为本发明实施例7中铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)不同pH值重金属废水时对应的zeta电位变化图。
图9为本发明实施例8中铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)在不同温度条件下对废水重金属铅和镉的吸附效果图。
图10为本发明实施例9中铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)在不同时间条件下对废水重金属铅和镉的吸附效果图。
图11为本发明实施例10中铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)对不同浓度废水中重金属铅的吸附效果图。
图12为本发明实施例10中铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)对不同浓度废水中重金属镉的吸附效果图。
图13为本发明实施例11中铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)在不同共存离子条件下对废水中重金属铅和镉的吸附效果图。
图14为本发明实施例13中铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)对不同实际水体中重金属铅和镉的吸附效果图。
图15为本发明实施例13中铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)对混合废水中重金属铅和镉的吸附效果图。
具体实施方式
以下结合说明书附图和具体优选的实施例对本发明作进一步描述，但并不因此而限制本发明的保护范围。
以下本发明实施例中，若无特别说明，所采用的材料和仪器均为市售，所采用工艺为常规工艺，所采用设备为常规设备，且所得数据均是三次以上重复实验的平均值。
实施例1
一种铁镁水滑石@膨润土复合材料，包括膨润土和铁镁水滑石，铁镁水滑石负载在膨润土表面，形成呈现花瓣状结构的复合材料。
本实施例中，铁镁水滑石呈片状结构。
本实施例中，铁镁水滑石@膨润土复合材料的比表面积为154m2/g。
一种上述本发明实施例中的铁镁水滑石@膨润土复合材料的制备方法，其特征在于，包括以下步骤：
S1、在室温下，将0.04mol的Mg(NO3)2·6H2O、0.04mol的Fe(NO3)3·9H2O、1g膨润土，超声并使它们均匀混合在去离子水中，得到混合液。
S2、在磁力搅拌条件下，将碳酸钠和氢氧化钠的混合溶液(该混合溶液中碳酸钠和氢氧化钠的均为0.5mol/L)滴加到步骤S1中得到的混合液中进行共沉淀反应，直至溶液pH值为10.0，停止搅拌。
S3、将步骤S2中经共沉淀反应后得到的产物，在室温下老化，采用去离子水洗涤老化后的产物，直至洗涤液的pH值为中性，在70℃的鼓风干燥箱中烘干，研磨，过筛，得到铁镁水滑石@膨润土复合材料，记为FeMg-LDH@B-1。
实施例2
一种铁镁水滑石@膨润土复合材料的制备方法，与实施例1基本相同，区别仅在于：实施例2中，膨润土的用量为2g。
实施例2中制备的铁镁水滑石@膨润土复合材料，记为FeMg-LDH@B-2。
实施例3
一种铁镁水滑石@膨润土复合材料的制备方法，与实施例1基本相同，区别仅在于：实施例3中，膨润土的用量为4g。
实施例3中制备的铁镁水滑石@膨润土复合材料，记为FeMg-LDH@B-4。
实施例4
一种铁镁水滑石@膨润土复合材料的制备方法，与实施例1基本相同，区别仅在于：实施例4中，膨润土的用量为6g。
实施例4中制备的铁镁水滑石@膨润土复合材料，记为FeMg-LDH@B-6。
实施例5
一种铁镁水滑石@膨润土复合材料的制备方法，与实施例1基本相同，区别仅在于：实施例5中，膨润土的用量为10g。
实施例5中制备的铁镁水滑石@膨润土复合材料，记为FeMg-LDH@B-10。
对比例1
一种铁镁水滑石的制备方法，与实施例1基本相同，区别仅在于：对比例1中不添加膨润土。
对比例1中制备的铁镁水滑石的比表面积为66m2/g，记为到FeMg-LDH。
对比例2
一种镁铝水滑石@膨润土复合材料的制备方法，与实施例1基本相同，区别仅在于：对比例2中，用Al(NO3)3·9H2O代替Fe(NO3)3·9H2O。
对比例2中制备的镁铝水滑石@膨润土复合材料，记为MgAl-LDH@B-1。
对比例3
一种钴铝水滑石@膨润土复合材料的制备方法，与实施例1基本相同，区别仅在于：对比例3中，用Co(NO3)2·6H2O代替Mg(NO3)2·6H2O，Al(NO3)3·9H2O代替Fe(NO3)3·9H2O。
对比例3中制备的钴铝水滑石@膨润土复合材料，记为CoAl-LDH@B-1。
图1为本发明实施例1中制得的铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)的SEM图。由图1可知，本发明铁镁水滑石@膨润土复合材料含有明显的花瓣状结构，这在吸附过程中会提供更多的吸附位点，进而提高吸附能力。
图2为本发明实施例1中制得的铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)的TEM图。图3为本发明实施例1中制得的铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)的元素分布图。由图2可知，本发明铁镁水滑石@膨润土复合材料中，膨润土呈不规则形状，铁镁水滑石呈片状，结合图3中元素分布情况可以看出，铁镁水滑石负载在膨润土上。
图4为本发明实施例1中制得的铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)的XRD图。由图4可知，本发明铁镁水滑石@膨润土复合材料的峰与铁镁水滑石、膨润土的特征峰相对应，这说明本发明铁镁水滑石@膨润土复合材料的主要物相组成为铁镁水滑石和膨润土。
实施例6
一种铁镁水滑石@膨润土复合材料在处理重金属废水中的应用，具体为利用实施例1-5中制备的铁镁水滑石@膨润土复合材料分别对重金属铅废水和重金属镉废水进行处理，包括以下步骤：
重金属铅(Pb)废水：取实施例1-5中制备的铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1、FeMg-LDH@B-2、FeMg-LDH@B-4、FeMg-LDH@B-6、FeMg-LDH@B-10)、对比例1中制备的铁镁水滑石(FeMg-LDH)、对比例2中制备的镁铝水滑石@膨润土复合材料(MgAl-LDH@B-1)、对比例3中制备的钴铝水滑石@膨润土复合材料(CoAl-LDH@B-1)、膨润土(Ben，市购)，各5mg，分别加入到20mL、浓度为300mg/L的重金属铅废水(该废水的pH值为5)中，置于25℃、150rpm的恒温水浴锅中振荡吸附24h，完成对重金属铅废水的处理。
重金属镉(Cd)废水：取实施例1-5中制备的铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1、FeMg-LDH@B-2、FeMg-LDH@B-4、FeMg-LDH@B-6、FeMg-LDH@B-10)、对比例1中制备的铁镁水滑石(FeMg-LDH)、对比例2中制备的镁铝水滑石@膨润土复合材料(MgAl-LDH@B-1)、对比例3中制备的钴铝水滑石@膨润土复合材料(CoAl-LDH@B-1)、膨润土(Ben)，各5mg，分别加入到20mL、浓度为150mg/L的重金属镉废水(该废水的pH值为5)中，置于25℃、150rpm的恒温水浴锅中振荡吸附24h，完成对重金属镉废水的处理。
振荡吸附完成后，取10mL处理后溶液过0.45μm的水系滤膜，每个滤液均采用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES)测定重金属含量，并计算得出不同材料对重金属的吸附量，结果如图5、图6所示。
图5为本发明实施例6中铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)、镁铝水滑石@膨润土复合材料(MgAl-LDH@B-1)、钴铝水滑石@膨润土复合材料(CoAl-LDH@B-1)对废水重金属铅和镉的吸附效果图。由图5可知，本发明铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)对废水重金属铅和镉的吸附量分别为1088mg/g、428.38mg/g，而镁铝水滑石@膨润土复合材料(MgAl-LDH@B-1)对废水重金属铅和镉的吸附量分别为466mg/g、147.87mg/g，钴铝水滑石@膨润土复合材料(CoAl-LDH@B-1)对废水重金属铅和镉的吸附量分别为305mg/g、114mg/g，很明显的，本发明本发明铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)对废水重金属铅和镉的吸附效果明显优于镁铝水滑石@膨润土复合材料(MgAl-LDH@B-1)和钴铝水滑石@膨润土复合材料(CoAl-LDH@B-1)，这说明本发明铁镁水滑石@膨润土复合材料具有更加优异的吸附性能。
图6为本发明实施例6中铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1、FeMg-LDH@B-2、FeMg-LDH@B-4、FeMg-LDH@B-6、FeMg-LDH@B-10)、铁镁水滑石(FeMg-LDH)、膨润土(Ben)对废水重金属铅和镉的吸附效果图。由图6可知，相比膨润土(Ben)，本发明铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1、FeMg-LDH@B-2、FeMg-LDH@B-4、FeMg-LDH@B-6、FeMg-LDH@B-10)对废水重金属铅和镉的吸附量明显较高，其中本发明铁镁水滑石@膨润土复合材料，对Pb的吸附量是膨润土的5.2倍～7.9倍，对Cd的吸附量是膨润土的3.8倍～9.8倍。同时，由图6可知，本发明铁镁水滑石@膨润土复合材料中，FeMg-LDH@B-1对Pb的吸附效果是铁镁水滑石的1.6倍，对Cd的吸附量是铁镁水滑石的1.2倍，具有最好的吸附性能，然而，随着膨润土添加量的增加，所得铁镁水滑石@膨润土复合材料的吸附量逐渐降低，原因是：随着膨润土添加量的增加，其可负载位点减少，无法形成复合材料，导致吸附量降低。
实施例7
一种铁镁水滑石@膨润土复合材料在处理重金属废水中的应用，具体为利用实施例1中制备的铁镁水滑石@膨润土复合材料分别对重金属铅废水和重金属镉废水进行处理，包括以下步骤：
重金属铅(Pb)废水：取5份实施例1中制备的铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)，每份5mg，分别加入到pH值为3、4、5、6、7的重金属铅废水(体积均为20mL、Pb浓度均为300mg/L)中，置于25℃、150rpm的恒温水浴锅中振荡吸附24h，完成对重金属铅废水的处理。
重金属镉(Cd)废水：取5份实施例1中制备的铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)，每份5mg，分别加入到分别加入到pH值为3、4、5、6、7的重金属镉废水(体积均为20mL、Cd浓度均为150mg/L)中，置于25℃、150rpm的恒温水浴锅中振荡吸附24h，完成对重金属镉废水的处理。
振荡吸附完成后，取10mL处理后溶液过0.45μm的水系滤膜，每个滤液均采用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES)测定重金属含量，并计算得出铁镁水滑石@膨润土复合材料在不同pH条件下对重金属的吸附量，结果如图7所示。
图7为本发明实施例7中铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)在不同pH条件下对废水重金属铅和镉的吸附效果图。图8为本发明实施例7中铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)不同pH值重金属废水时对应的zeta电位变化图。由图7可知，本发明铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)所构建的吸附体系，适用的pH范围较宽，为3-7，而碱性条件下重金属离子会产生沉淀。当pH降低到3以下时，材料会部分分解。在pH为3-7时，随着pH的上升，吸附效果提升。结合图8可知，当pH低于3时，材料带正电荷，H+会与Pb、Cd产生竞争吸附，当pH为4-6时，材料带负电荷，对pb吸附增强，吸附量也随之逐步提升，当pH为7时，Pb产生沉淀，因此，污染物中Pb含量大量减少。
实施例8
一种铁镁水滑石@膨润土复合材料在处理重金属废水中的应用，具体为利用实施例1中制备的铁镁水滑石@膨润土复合材料分别对重金属铅废水和重金属镉废水进行处理，包括以下步骤：
重金属铅(Pb)废水：取3份实施例1中制备的铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)，每份5mg，分别加入到20mL、Pb浓度为300mg/L的重金属铅废水(该废水的pH值为5)中，置于25℃、35℃、45℃的恒温水浴锅中，在150rpm下振荡吸附24h，完成对重金属铅废水的处理。
重金属镉(Cd)废水：取3份实施例1中制备的铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)，每份5mg，分别加入到分别加入到20mL、Cd浓度为150mg/L的重金属镉废水(该废水的pH值为5)中，置于25℃、35℃、45℃的恒温水浴锅中，在150rpm下振荡吸附24h，完成对重金属镉废水的处理。
振荡吸附完成后，取10mL处理后溶液过0.45μm的水系滤膜，每个滤液均采用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES)测定重金属含量，并计算得出铁镁水滑石@膨润土复合材料在不同温度条件下对重金属的吸附量，结果如图9所示。
图9为本发明实施例8中铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)在不同温度条件下对废水重金属铅和镉的吸附效果图。由图9可知，随着温度的升高，铁镁水滑石@膨润土复合材料对污染物的吸附量提升，说明吸附是吸热反应。
实施例9
一种铁镁水滑石@膨润土复合材料在处理重金属废水中的应用，具体为利用实施例1中制备的铁镁水滑石@膨润土复合材料分别对重金属铅废水和重金属镉废水进行处理，包括以下步骤：
重金属铅(Pb)废水：取实施例1中制备的铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)，各5mg，分别加入到20mL、浓度为300mg/L的重金属铅废水(该废水的pH值为5)中，置于25℃、150rpm的恒温水浴锅中振荡吸附5min-1440min，完成对重金属铅废水的处理。
重金属镉(Cd)废水：取实施例1中制备的铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)，各5mg，分别加入到20mL、浓度为150mg/L的重金属镉废水(该废水的pH值为5)中，置于25℃、150rpm的恒温水浴锅中振荡吸附5min-1440min，完成对重金属镉废水的处理。
振荡吸附完成后，取10mL处理后溶液过0.45μm的水系滤膜，每个滤液均采用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES)测定重金属含量，并计算得出铁镁水滑石@膨润土复合材料在不同时间条件下对重金属的吸附量，结果如图10所示。
图10为本发明实施例9中铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)在不同时间条件下对废水重金属铅和镉的吸附效果图。由图10可知，随着时间的增加，铁镁水滑石@膨润土复合材料对Pb和Cd的吸附迅速增加，Pb在8小时达到吸附平衡，Cd在16小时达到吸附平衡。
实施例10
一种铁镁水滑石@膨润土复合材料在处理重金属废水中的应用，具体为利用实施例1中制备的铁镁水滑石@膨润土复合材料分别对重金属铅废水和重金属镉废水进行处理，包括以下步骤：
重金属铅(Pb)废水：取6份实施例1中制备的铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)，每份5mg，分别加入到浓度为100mg/L、150mg/L、200mg/L、250mg/L、300mg/L、350mg/L的重金属铅废水(体积均为20mL，pH值均为5)中，置于25℃、150rpm的恒温水浴锅中振荡吸附1440min，完成对重金属铅废水的处理。
重金属镉(Cd)废水：取6份实施例1中制备的铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)，每份5mg，分别加入到浓度为50mg/L、75mg/L、100mg/L、125mg/L、150mg/L、175mg/L的重金属镉废水(体积均为20mL，pH值均为5)中，置于25℃、150rpm的恒温水浴锅中振荡吸附1440min，完成对重金属镉废水的处理。
振荡吸附完成后，取10mL处理后溶液过0.45μm的水系滤膜，每个滤液均采用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES)测定重金属含量，并计算得出铁镁水滑石@膨润土复合材料对不同浓度重金属废水的吸附量，结果如图11、图12所示。
图11为本发明实施例10中铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)对不同浓度废水中重金属铅的吸附效果图。图12为本发明实施例10中铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)对不同浓度废水中重金属镉的吸附效果图。由图11和12可知，初始浓度对复合材料对Pb和Cd的吸附有很大影响。Pb和Cd的吸附量随着初始浓度的增加而增加，然后趋于平缓的上下波动。这是因为高浓度的Pb和Cd能够为Pb和Cd在复合材料表面的传质提供更大的吸附驱动力。
实施例11
考察共存离子对铁镁水滑石@膨润土复合材料吸附性能的影响，包括以下步骤：
重金属铅(Pb)废水：取5份实施例1中制备的铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)，每份5mg，分别加入到含有0.01M硝酸钠、0.01M氯化钠、0.01M氯化钾、0.01M氯化镁、0.01M氯化钙的重金属铅废水(体积均为20mL，浓度均为300mg/L，pH值均为5)中，置于25℃、150rpm的恒温水浴锅中振荡吸附1440min，完成对重金属铅废水的处理。
重金属镉(Cd)废水：取5份实施例1中制备的铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)，每份5mg，分别加入到含有0.01M硝酸钠、0.01M氯化钠、0.01M氯化钾、0.01M氯化镁、0.01M氯化钙的重金属镉废水(体积均为20mL，浓度均为150mg/L，pH值均为5)中，置于25℃、150rpm的恒温水浴锅中振荡吸附1440min，完成对重金属镉废水的处理。
振荡吸附完成后，取10mL处理后溶液过0.45μm的水系滤膜，每个滤液均采用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES)测定重金属含量，并计算得出铁镁水滑石@膨润土复合材料在不同共存离子条件下对废水中重金属的吸附量，结果如图13所示。
图13为本发明实施例11中铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)在不同共存离子条件下对废水中重金属铅和镉的吸附效果图。由图13可知，多种共存阳离子(包括一价和二价的)的存在对铁镁水滑石@膨润土复合材料对Pb和Cd的吸附影响非常小，因此本发明铁镁水滑石@膨润土复合材料可应用于实际的污水处理中。
实施例12
考察铁镁水滑石@膨润土复合材料在实际水体中吸附能力，包括以下步骤：
重金属铅(Pb)废水：取3份实施例1中制备的铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)，每份5mg，分别加入到20mL、浓度为300mg/L的重金属铅废水(分别由自来水，湘江水，湖水代替去离子水制备得到，pH值均为5)中，置于25℃、150rpm的恒温水浴锅中振荡吸附1440min，完成对重金属铅废水的处理。
重金属镉(Cd)废水：取5份实施例1中制备的铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)，每份5mg，分别加入到20mL、浓度为150mg/L的重金属镉废水(分别由自来水，湘江水，湖水代替纯水制备得到，pH值均为5)中，置于25℃、150rpm的恒温水浴锅中振荡吸附1440min，完成对重金属镉废水的处理。
振荡吸附完成后，取10mL处理后溶液过0.45μm的水系滤膜，每个滤液均采用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES)测定重金属含量，并计算得出铁镁水滑石@膨润土复合材料对不同实际水体中重金属的吸附量，结果如图14所示。
图14为本发明实施例12中铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)对不同实际水体中重金属铅和镉的吸附效果图。由图14可知，在实际废水中(包括一价和二价的)存在的各种物质对铁镁水滑石@膨润土复合材料对Pb和Cd的吸附影响非常小，因此本发明铁镁水滑石@膨润土复合材料在实际水体污染物处理中具有较好的应用前景。
实施例13
一种铁镁水滑石@膨润土复合材料在处理重金属废水中的应用，具体为利用实施例1中制备的铁镁水滑石@膨润土复合材料对重金属铅和镉的混合废水进行处理，包括以下步骤：
取5份实施例1中制备的铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)，每份5mg，分别加入到Pb与Cd的浓度比为1:3、1:2、1:1、2:1、3:1的重金属铅和镉的混合废水(这些混合废水中，Cd浓度为150mg/L，pH值均为5)中，置于25℃、150rpm的恒温水浴锅中振荡吸附1440min，完成对重金属混合废水的处理。
振荡吸附完成后，取10mL处理后溶液过0.45μm的水系滤膜，每个滤液均采用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES)测定重金属含量，并计算得出铁镁水滑石@膨润土复合材料对混合废水中重金属的吸附量，结果如图15所示。
图15为本发明实施例13中铁镁水滑石@膨润土复合材料(FeMg-LDH@B-1)对混合废水中重金属铅和镉的吸附效果图。由图15可知，铁镁水滑石@膨润土复合材料对Pb的吸附能力较Cd强，主要是由于Pb的水化能比Cd低，可以更容易的从水分子中分离出来转化为裸离子。
因此，相比常规吸附剂材料，本发明铁镁水滑石@膨润土复合材料具有成本低廉、吸附量大、稳定性好等优点，是一种绿色、环保、经济的新型吸附剂，可广泛用于处理重金属废水，且能够实现对废水中重金属的高效、彻底去除，使用价值高，应用前景好。
以上实施例仅是本发明的优选实施方式，本发明的保护范围并不仅局限于上述实施例。凡属于本发明思路下的技术方案均属于本发明的保护范围。应该指出，对于本技术领域的普通技术人员来说，在不脱离本发明原理的前提下的改进和润饰，这些改进和润饰也应视为本发明的保护范围。

Claims (10)

1.一种铁镁水滑石@膨润土复合材料，其特征在于，所述铁镁水滑石@膨润土复合材料包括膨润土和铁镁水滑石，所述铁镁水滑石负载在膨润土表面。
2.根据权利要求1所述的铁镁水滑石@膨润土复合材料，其特征在于，所述铁镁水滑石@膨润土复合材料呈花瓣状结构；所述铁镁水滑石呈片状结构；所述铁镁水滑石@膨润土复合材料的比表面积为154m2/g。
3.一种如权利要求1或2所述的铁镁水滑石@膨润土复合材料的制备方法，其特征在于，包括以下步骤：
S1、将镁盐、三价铁盐、膨润土与水混合，得到混合液；
S2、将含有碳酸氢钠、碳酸钠和氢氧化钠中至少一种物质的混合溶液滴加到步骤S1中得到的混合液中进行共沉淀反应，直至溶液pH值为9.5～10；
S3、将步骤S2中经共沉淀反应后得到的产物老化，洗涤，干燥，研磨，过筛，得到铁镁水滑石@膨润土复合材料。
4.根据权利要求3所述的制备方法，其特征在于，步骤S1中，所述膨润土、镁盐、三价铁盐的比例为1g～10g∶0.04mol∶0.04mol。
5.根据权利要求4所述的制备方法，其特征在于，步骤S1中，所述膨润土、镁盐、三价铁盐的比例为1g∶0.04mol∶0.04mol。
6.根据权利要求5所述的制备方法，其特征在于，步骤S1中，所述镁盐为硝酸镁、硫酸镁、氯化镁中的至少一种；所述三价铁盐为硝酸铁、氯化铁、硫酸铁中的至少一种。
7.根据权利要求3～6中任一项所述的制备方法，其特征在于，步骤S2中，所述混合溶液中含有的碳酸氢钠、碳酸钠和氢氧化钠的浓度均为0.5mol/L；所述沉淀反应的终点pH值为10。
8.一种如权利要求1或2所述的铁镁水滑石@膨润土复合材料或权利要求3～7中任一项所述的制备方法制得的铁镁水滑石@膨润土复合材料在处理重金属废水中的应用。
9.根据权利要求8所述的应用，其特征在于，包括以下步骤：将铁镁水滑石@膨润土复合材料与重金属废水混合进行振荡吸附，完成对重金属废水的处理；所述铁镁水滑石@膨润土复合材料的添加量每升重金属废水中添加铁镁水滑石@膨润土复合材料0.25g。
10.根据权利要求9所述的应用，其特征在于，所述重金属废水中的重金属为Pb、Cd中的至少一种；所述重金属废水中Pb的浓度≤350mg/L；所述重金属废水中Cd的浓度≤175mg/L；所述重金属废水的pH值为3～7；所述振荡吸附的转速为150rpm～200rpm；所述振荡吸附的温度为25℃～45℃；所述振荡吸附的时间为5min～1440min。
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