沈殿変換反応によるPb（II）イオンの高効率除去のためのシリカエアロゲル支持水亜鉛土および炭酸塩挿入ハイドロタルサイト

要約

この作業では、水亜鉛土とZn / Al-CO ₃ ^2- シリカエアロゲルに担持されたハイドロタルサイトは、簡単で経済的なプロセスで調製され、Pb（II）除去用の吸着剤として使用されました。サポートされている水亜鉛土とZn / Al-CO ₃ ^2- ハイドロタルサイトは、非常に薄い厚さ、高い表面積、および弱い結晶化度を持っています。バッチPb（II）吸着実験では、Zn（II）含有量の高い吸着剤はPb（II）吸着容量が高く、吸着データはラングミュア等温線モデルと疑似二次速度論モデルによく適合しており、表面化学吸着のメカニズム。ラングミュア等温線モデルに基づいて計算された吸着容量は、サポートされている水亜鉛土とZn / Al-CO ₃で684.9mg / gと555.6mg / gです。 ^2- それぞれ、ハイドロタルサイトは、他のハイドロタルサイトベースの吸着剤および以前に報告された他のほとんどの無機吸着剤の吸着容量よりも高い。水亜鉛土とZn / Al-CO ₃のXRD回折ピーク ^2- ハイドロタルサイトは吸着後に消失し、Pb（II）種はPb ₃の形で吸着剤に均一に分散しました。（CO ₃ ）₂ （OH）₂ TEM、EDSマッピング、およびXRD分析によって証明され、吸着の性質が水亜鉛土またはZn / Al-CO ₃の沈殿変換であることを示しています。 ^2- Pb ₃へのハイドロタルサイト（CO ₃ ）₂ （OH）₂ 。これらの結果は、CO ₃の相乗的なPb（II）除去効果を示しています。 ^2- およびOH ⁻ 水亜鉛土とZn / Al-CO ₃に由来 ^2- ハイドロタルサイトは、その極薄の厚さと高い表面積とともに、吸着剤の優れた特性に貢献します。

背景

配水システムおよび地表水における重金属（Pb、Cd、Hgなど）の汚染は、深刻な環境および生物の健康問題を引き起こし、長年にわたって世界の主要な懸念事項となっています[1、2]。化学沈殿[3]、吸着[4、5]、イオン交換[6、7]などのさまざまな技術が、水から高毒性の重金属イオンを除去するために使用されてきました。操作が簡単で効率が高く[8、9]、高濃度の沈殿剤を用いた化学沈殿により重金属イオンを除去する際に大きな変動が生じるpH [10]などの水生生物の生存環境への影響が少ないためです。試薬。これらの理由から、無機材料[11、12、13、14、15]、ポリマー[16]、生体材料[17、18]、収着樹脂[7、8]などの多くの吸収材料が開発され、廃水からの有毒金属イオンの吸着に適用されます。ただし、表面積の制限やほとんどの吸着剤の対応する低い吸着容量など、吸着アプローチを制限するいくつかの課題がまだあります。したがって、重金属イオンを高効率で除去するための新しい高表面積吸着材料を探索することが望ましい。

ハイドロタルサイト（HT、層状複水酸化物とも呼ばれる）は、2価および3価の金属水酸化物と陰イオンおよび水分子が層間空間を占めることで構成される積み重ねられたブルーサイトタイプの八面体層で構成され、イオン交換によってさまざまな陰イオンを吸着するために広く使用されています。 19、20、21]。これらの材料は、近年、水からの重金属カチオンの吸着剤およびスカベンジャーとしても研究されました[22、23、24、25、26]。低コスト、簡単な調製、および高い収着効率により、これらの材料は廃水処理の分野での用途に適しています[27、28]。 HT自体は、次の3つの経路で有毒な金属カチオンを吸着する可能性があります。（1）溶液中のイオン半径が類似した有毒な二価金属イオンによるHT結晶中の二価金属イオンの同形置換[24、27]。（2）HT中の金属水酸化物（主に二価の金属水酸化物）成分と、異なるイオン半径の有毒金属イオンとの反応[29]。（3）層間炭酸塩と有毒金属イオンとの反応[29]。以上のことから、層内の層間炭酸塩成分と二価金属水酸化物成分は、有毒金属イオン吸着のためのHTの主要な機能成分であり、それにより、両方の成分を含む炭酸塩挿入HT（炭酸塩-HT）は、金属の最適な吸着性能を有することが期待されます。イオン。しかし、従来の方法で合成されたHT粉末は、通常、比表面積が低く[30]、吸着特性が制限されます。 HTの表面積を改善する良い方法は、高表面積のキャリアでHTをサポートすることです。 Li etal。 [31]準備された多孔質材料（SBA-15）は、事前に準備されたSBA-15に支持された混合金属酸化物の長時間の水熱処理によって、高表面積のHTを支持しました。 Jong etal。 [32]合成されたカーボンナノファイバーは、サイズが小さく表面積が大きいHTプレートレットをサポートしていました。しかしながら、上記の支持方法はやや複雑であり、支持材料は高価である。さらに、炭酸塩と炭酸塩-HTのような二価金属水酸化物の両方を含む二価金属の炭酸塩水酸化物塩による有毒金属イオンの吸着に関する報告はほとんどありません。したがって、低コストで簡単に調製できる担持炭酸塩水酸化物塩と高表面積の炭酸塩-HTを開発することで、有毒な金属イオンの吸着を促進することが期待されます。

シリカエアロゲル（SA）は、かさ密度が低く、表面積が大きく、熱伝導率が低いため、科学と技術の両方で多くの関心を集めています[33、34]。さらに、SAは、大規模な製造と断熱業界での非常に大きな需要により、安価です（US $ 2〜3 / Kg）。したがって、本研究では、水亜鉛土（Zn ₅ （OH）₆ （CO ₃ ）₂ ）およびZn / Al-CO ₃ ^2- 市販のSAでサポートされているハイドロタルサイトは、ハイドロジンサイトとZn / Al-CO ₃の負荷と成長のための限られたスペースと核形成サイトを提供します。 ^2- ハイドロタルサイトは、簡単な方法で調製されました。 SAでサポートされている水亜鉛土とZn / Al-CO ₃のテクスチャ特性 ^2- ハイドロタルサイトは、TEM、XRD、ICP、およびBETによって特徴づけられました。吸着容量に対する吸着剤の合成のためのZn（II）イオン含有量とpHの影響が特に評価されました。さらに、吸着平衡と動力学を調査し、それぞれ対応する等温線モデルと動力学モデルに適合させました。吸着後の吸着剤は、TEM、XRD、およびEDSマッピングによって特徴づけられました。最後に、この吸着システムで考えられる吸着メカニズムについて議論しました。

メソッド

資料

硝酸亜鉛、硝酸アルミニウム、炭酸水素ナトリウム、水酸化ナトリウム、および硝酸鉛はすべて分析グレードであり、Aladdin Reagent Co.、Ltd。（Shanghai、China）から購入しました。塩酸（36〜38％）は分析グレードであり、中国のSinopharm Chemical Reagent Co.（上海、中国）から購入しました。 SAはNanoTech Co、LTD（紹興、中国）から提供されました。

吸着剤の準備

SA粉末を823Kで2時間煆焼し、使用前に表面の有機基を除去しました。処理したSA（500 mg）を500mLの脱イオン水に超音波で30分間分散させました。得られたSA懸濁液に、 m の25mL混合溶液（A） mol Zn（NO ₃ ）₂ および n mol Al（NO ₃ ）₃ 150 mLの脱イオン水に加え、5分間撹拌した後、125mLの混合溶液AとNaOH / NaHCO ₃の別の混合溶液を加えました。（0.5 M / 0.5 M）を交互に滴下しました。 Zn：Al比は、 m となるように変化させました。 + n =0.0075molおよび m ： n =3：0、3：1、2：1、0：1。溶液の最終pH値は、上記のNaOH / NaHCO ₃の混合溶液で8.8または9.5に調整されました。その後、80°Cで24時間水熱処理を行います。得られた生成物を遠心分離により回収し、脱イオン水で３回洗浄し、真空乾燥した。 SAがサポートする水亜鉛土の最終サンプル（水亜鉛土、 m ： n =3：0）、およびZn / Alハイドロタルサイト（ m ： n =3：1および2：1）は、SA-Zn-HZおよびSA-Zn _{x として表されました。} それぞれAl-HT、ここで x 前駆体溶液中の二価金属/三価金属のモル比を表します。 SAに担持された水酸化アルミニウムの対照サンプルをSA-Al-H（ m ： n =0：1）。

特性評価

透過型電子顕微鏡写真は、加速電圧80kVで動作するJEM-1011電子顕微鏡を使用して撮影されました。走査型電子顕微鏡写真およびエネルギー分散型スペクトルは、X-actエネルギー分散型X線（EDX）分析装置（Oxford INCA）を備えたJSM-6360LV走査型電子顕微鏡を使用して得られました。 N ₂ 吸着-脱着等温線は、Micromeritics ASAP TriStar II3020ポアアナライザーを77Kで連続吸着条件下で使用して得られました。測定前に、サンプルを150°Cで8時間ガス放出しました。比表面積はBrunauer-Emmett-Teller法で計算し、細孔径分布は窒素等温線の脱着分岐からBarrett-Joyner-Halenda分析を使用して測定しました。 X線回折（XRD）パターンは、EmpyreanXRD回折計を使用して収集されました。吸着剤のZn、Si、およびAlの元素含有量は、誘導結合プラズマ原子発光分析（Leeman Prodigy XP ICP-AES分光計）を使用して決定されました。

吸着実験

Pb（II）水溶液（1000 ppm）は、Pb（NO ₃ ）₂ 脱イオン水中。その後、脱イオン水で希釈して所望の濃度にした。さまざまな濃度のPb（II）溶液はすべて、0.1 mol L ^-1 で約6.0のpHを達成するように調整されました。 HClまたはNaOH水溶液。通常、50 mgの吸着剤を三角フラスコ内のさまざまな濃度（100、200、300、400、500、および1000 ppm）の100 mL Pb（II）水溶液に入れました。次に、三角フラスコを25°Cの設定温度のインキュベーターシェーカーで24時間振とうし（150 rpm）、吸着平衡に達しました。各吸着プロセスの最後に、懸濁液を遠心分離し、上澄みをろ過し、島津AA-6300原子吸着分光光度計（AAS）によってPb（II）の量を測定するために使用しました。吸着剤の吸着容量は、次の式に従って計算されました。 q _e =（ C ₀ − C _e ）V / m、ここで q _e 平衡状態での吸着量を表します（mg g ^-1 ）、 C ₀ および C _e は、溶液中の汚染物質の初期濃度と平衡濃度です（mg L ^-1 ）、VはPb（II）溶液の体積（mL）、mは吸着剤の乾燥重量（g）です。吸着速度分析では、50mgの吸着剤を500ppmの濃度で100mLのPb（II）溶液に添加しました。懸濁液を25°Cで振とうしました（150 rpm）。 10、30、50、70、100、140、180、240、360、600、および1440分の特定の反応時間間隔で、2 mLの懸濁液を採取し、0.22mLのメンブレンでろ過しました。ろ液中のPb（II）濃度は、フレーム原子吸着分光光度計（島津AA-6300）で分析しました。

結果と考察

合成パラメータの最適化

吸着剤の合成パラメータが吸着性能に及ぼす影響を調べるために、SA-Zn-HZ、SA-Zn ₃の最大吸着容量 Al-HT、SA-Zn ₂ さまざまなZn / Al前駆体比（3：0、3：1、2：1、および0：1）およびpH（8.8および9.5）で調製されたAl-HTおよびSA-Al-Hをテストしました（図1）。。最大吸着容量は680.8mg g ^-1 、537.8 mg g ^-1 、429.5 mg g ^-1 、および176.4 mg g ^-1 、それぞれ、SA-Zn-HZ、SA-Zn ₃ Al-HT、SA-Zn ₂ Al-HT、SA-Al-HはpH 9.5で調製され、SA-Zn-HZ、SA-Zn _{3 > Al-HT、SA-Zn ₂ Al-HT、およびSA-Al-HはpH8.8で調製されました。したがって、合成媒体上の高い二価金属含有量およびpH（9.5など）は、吸着特性の促進に有益であると結論付けることができます。 SA-Zn-HZおよびSA-Zn ₃ 次のセクションでは、高い吸着容量を備えたpH 9.5で合成されたAl-HTを、テクスチャ特性、吸着平衡、および速度論の研究に使用しました。}

SA-Zn-HZおよびSA-Zn ₃のテクスチャ文字 Al-HT

SA-Zn-HZ、SA-Zn ₃の形態 Al-HT、およびキャリアSAは、図2および追加ファイル1：図S1に示すようにTEMによって特徴付けられました。水亜鉛土（HZ）およびZn / Al-CO ₃ ^2- SA-Zn-HZおよびSA-Zn ₃のHT それぞれ、Al-HT複合材料は、非常に薄い厚さ（<5 nm）のフレーク構造を示しました。 SA-Zn-HZおよびSA-Zn ₃のテクスチャパラメータ Al-HTを表1に示し、SA-Zn-HZとSA-Zn ₃の表面積を示します。 N ₂から計算されたAl-HT 吸脱着等温線（図3a）は264.1 m ² g ^-1 および233.9m ² g ^-1 、それぞれ、基板SAのそれよりも低い（追加ファイル1：表S1および図S2）。これは、層状HZおよびZn / Al-CO ₃によるSAの細孔構造ブロッキングの可能性があるためです。 ^2- HTとSAよりもHZとHTの密度が高い。図3bに示すように、XRDパターンは水亜鉛土構造を示します（PDF＃19-1458、Zn ₅ （CO ₃ ）₂ （OH）₆ ）SA-Zn-HZの場合、およびSA-Zn ₃の場合の典型的な炭酸塩挿入ハイドロタルサイト構造（PDF＃51-1525）それぞれAl-HT。ただし、両方のサンプルの特徴的な回折ピークの強度は弱く、複合材料のHZとHTの極薄の層状構造と比較的弱い結晶化度を示しています。

<図>

SA-Zn-HZおよびSA-Zn ₃上のPb（II）イオンの吸着等温線 Al-HT

SA-Zn-HZおよびSA-Zn ₃の吸着特性に対する初期Pb（II）濃度（100、200、300、400、500、および1000 ppm）の影響 Al-HTは図4aに含まれています。予想通り、両方の吸着剤の吸着容量は、Pb（II）の初期濃度の上昇とともに増加しました。 100、200、および300 ppmの低い初期濃度では、Pb（II）の吸着容量は、SA-Zn-HZとSA-Zn _{3 Al-HT。ただし、初期Pb（II）濃度が400、500、および1000 ppmと高い場合、吸着容量はゆっくりと増加し、最大吸着容量にほぼ近づきます。これは、より多くのPb（ II）イオン。吸着等温線データは、数学的に式として表されるラングミュア、フロイントリッヒ、シプス、およびレッドリッヒ-ピーターソンモデルに適合しました。（1）、（2）、（3）、および（4）[13、24、35、36、37]、それぞれ：}

$$ {C} _e / {q} _e =1 / \ left（{q} _m {K} _L \ right）+ {C} _e / {q} _m $$（1）$$ \ ln {q} _e =\ ln {K} _F + \ left（1 / n \ right）\ ln {C} _e $$（2）$$ {q} _e ={q} _m {\ left（{K} _S {C} _e \ right）} ^ {n {} _ s} / \ left \ {1 + {\ left（{K} _S {C} _e \ right）} ^ {n {} _ s} \ right \} $$（3 ）$$ {q} _e ={q} _m \ left（{K} _ {\ mathrm {RP}} {C} _e \ right）/ \ left \ {1 + {\ left（{K} _ {\ mathrm {RP}} {C} _e \ right）} ^ {n_ {RP}} \ right \} $$（4）

C _e （mg / L）は水相の平衡濃度です。 q _e （mg / g）は吸着剤によって吸着される平衡量です。 q _m （mg / g）は理論的な飽和吸着容量を示します。 K _L （L / mg）は、吸着-脱着エネルギーおよびイオンに対する結合部位の親和性に関連するラングミュア定数です。 K _F はおおよそ吸着容量の指標であり、1 / n 吸着強度です。 K _S （L / mmol）は、Sips等温線定数であり、 n _S Freundlichの不均一性係数です。 K _RP （L / mg）および n _RP Redlich–Peterson定数です。 SA-Zn-HZおよびSA-Zn ₃へのPb（II）吸着のLangmuir、Freundlich、Sips、およびRedlich-Petersonモデルの吸着データとフィッティングプロット Al-HTを図4b、c、および追加ファイル1：図S3に示し、これらのモデルの計算されたパラメーターを表2および追加ファイル1：表S2に示しました。調査した4つのモデルでは、ラングミュアモデルはより有意な相関係数（ R ）を示しました。 ² ≥0.99）、それぞれFreundlich、Sips、Redlich-Petersonモデルの実験データ、およびSA-Zn-HZとSA-Zn ₃の最大吸着容量ラングミュアモデルに基づくPb（II）のAl-HTは、それぞれ684.9 mg / gと555.6mg / gです。

<図>

SA-Zn-HZおよびSA-Zn ₃へのPb（II）イオンの吸着速度 Al-HT

吸着平衡に必要な時間を決定し、吸着剤のPb（II）吸着メカニズムを説明するために、吸着速度論を調査しました。 SA-Zn-HZおよびSA-Zn ₃へのPb（II）の吸着速度データ図5aに、0〜1440分（24時間）のAl-HTを示しました。両方の吸着剤の吸着速度は最初の50分以内に急速で、その後徐々に遅くなり、その後、吸着平衡に達したことがわかります。最初のPb（II）の迅速な除去率は、バルク溶液から吸着剤の外面および初期段階での吸着剤の大量の利用可能なサイトへのPb（II）の急速な拡散に起因する可能性があります。後の段階では、吸着プロセスが遅いのは、おそらく吸着剤へのPb（II）の拡散距離が長く、吸着剤の表面吸着サイトが限られているためです。 SA-Zn-HZおよびSA-Zn ₃へのPb（II）の吸着メカニズムを調査する Al-HT、実験結果は、式（1）で表される疑似1次および疑似2次反応速度モデルに適合しました。それぞれ（5）と（6）[35、38]。

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

ここで、 q _t （mg / g）は、時間 t で吸着剤によって除去された吸着質の量です。（分）; q _e （mg / g）は平衡吸着容量です。 k ₁ （min ^-1 ）および k ₂ （g /（mg min ^-1 ））は、それぞれ疑似1次モデルと疑似2次モデルの速度定数です。 ln（ q の線形プロット _e - q _t ）対 t および t のプロット / q _t t に対して疑似一次および疑似二次速度論モデルのそれぞれについて、図5b、cに示されています。吸着容量（ q _e ）および速度定数（ k ₁ および k ₂ ）プロットの傾きと切片から計算されたものを表3にまとめています。明らかに、相関係数が高い疑似2次モデル（ R ² > 0.99）は、疑似一次モデルよりも実験速度データによく適合します。さらに、吸着容量の値（ q _{e 、cal} ）疑似2次モデルから計算されたものは、実験的な q と非常に一致しています。 _e 値（ q _{e、 exp} ）。これらの結果は、疑似二次反応速度モデルの収着メカニズムが優勢であることを示唆しており、Pb（II）の取り込みの全体的な速度が化学吸着プロセスによって制御されているように見えることを示しています[13、39]。

<図>

吸着メカニズムと性能評価

SA-Zn-HZおよびSA-Zn ₃へのPb（II）吸着のメカニズムをさらに調査する Al-HT、サンプルSA-Zn-HZおよびSA-Zn ₃ 吸着後のAl-HT（SA-Zn-HZ-PbおよびSA-Zn ₃ Al-HT-Pb）は、TEM、EDSマッピング、およびXRDによって特徴づけられました。 SA-Zn-HZ-PbとSA-Zn ₃の両方 Al-HT-Pb（図6）は、SA-Zn-HZおよびSA-Zn ₃よりもコントラストが高くなっています。 TEM画像（図2）のAl-HTは、それぞれ、溶液から吸着剤に高い原子番号のPbが吸着されていることを示しています。追加ファイル1のEDS元素マッピング：図S4および図S5では、Pb元素がSA-Zn-HZ-PbおよびSA-Zn ₃に均一に分散していることは明らかです。 Al-HT-Pb、吸着剤の表面でのPb（II）種の不均一な核形成を間接的に示します。 XRD分析（図7）は、SA-Zn-HZ-PbおよびSA-Zn ₃のPb（II）種を示しました。 Al-HT-PbはすべてPb ₃の形で存在します（CO ₃ ）₂ （OH）₂ （Hydrocerussite、PDF＃13-0131）、これはPb（OH）₂よりも安定しています。またはPbCO ₃ 前者の溶解度積定数が低いため（3.16×10 ^-46 ）後者と比較して（1.43×10 ^-15 Pb（OH）₂の場合および7.9×10 ^-14 PbCO ₃の場合）[40、41]。吸着における溶液のpHの経時変化を図8に示します。最初の接触時間（0〜210分）では、主に水酸化物で構成されるハイドロジンサイトとハイドロタルサイトが溶解して沈殿溶解に達したため、溶液のpHは継続的に上昇しました。 OH ^- の放出をもたらした弱酸性Pb溶液の平衡。ただし、接触時間の継続的な増加（210〜1440分）に伴い、溶液のpHは徐々に低下しました。これは、ハイドロジンサイトとハイドロタルサイトの表面に堆積した吸着で生成されたハイドロセルサイトが、両方の吸着剤のさらなる溶解とその後の放出を妨げたためと考えられます。 OHの⁻ 、その間、OH ⁻ CO ₃と一緒にハイドロセルサイトを生成するために順次消費されました ^2- およびPb ²⁺ ソリューションで。全体として、Pb（II）溶液のpH変動は低く、SA-Zn-HZおよびSA-Zn ₃を使用した吸着プロセスでは6.0〜6.39および6.0〜6.21の範囲です。それぞれ吸着剤としてのAl-HTは、両方の吸着剤を示しており、水域のpHへの影響は少ないです。

この吸着システムでは、SA-Zn-HZおよびSA-Zn ₃のZn（II）の2価の同形置換 Pb（II）のイオン半径はZn（II）のイオン半径（0.074 nm）よりもはるかに大きいため、Pb（II）によるAl-HTは不可能です。したがって、HZまたはZn / Al-CO ₃の反応 ^2- 有毒なPb（II）カチオンを含むHTは、おそらく吸着に大きく寄与し、ハイドロセルサイトの沈殿をもたらしました。 HZ（またはZn / Al-CO ₃）からの析出変換 ^2- Pb（II）を含む水溶液中のヒドロセルサイトへのHT）は、おそらく前者よりも遅い方の溶解度積定数が低いためでした[42]。さらに、この吸着システムでは、表面析出変態反応に基づく吸着プロセスは不可逆的です。飽和吸着に達する前に、触媒は繰り返し再利用でき、各サイクルで高い除去効率（> 93.5％）を示しました（図9）。飽和吸着に達すると、煆焼後も吸着剤を再利用できなくなります。これは、飽和吸着剤の表面機能成分（水亜鉛土とハイドロタルサイト）がハイドロセルサイトに変化し、それ以上の吸着が制限されるためと考えられます。

SA-Zn-HZおよびSA-Zn ₃の最大吸着容量ラングミュア等温線モデルに基づくPb（II）のAl-HTは、それぞれ684.9および555.6 mg / gであり、他のハイドロタルサイトベースの吸着剤や、酸化グラフェン、カーボンナノチューブ、活性炭などの他のほとんどの無機吸着剤よりも高くなっています。ベースの吸着剤（表4）。優れた吸着特性と低コストおよび製造の容易さにより、SA-Zn-HZおよびSA-Zn ₃ 廃水からのPb（II）除去のためのAl-HTの非常に競争力のあるスカベンジャー。

<図>

結論

シリカエアロゲルに担持された水亜鉛土とZn-Al-CO ₃のテクスチャー特性、Pb（II）吸着特性、吸着速度論、および可能な吸着メカニズムを示しました。 ^2- ハイドロタルサイト。サポートされている水亜鉛土とZn / Al-CO ₃ ^2- ハイドロタルサイトは、非常に薄い厚さ（<5 nm）と高い表面積を備えています。バッチPb（II）吸着実験では、吸着データはラングミュア等温線モデルと疑似二次反応速度モデルによく適合し、表面化学吸着プロセスを示しています。ラングミュア等温線モデルに基づいて計算された飽和吸着容量は、サポートされている水亜鉛土とZn / Al-CO ₃で684.9および555.6mg / gです。 ^2- ハイドロタルサイトはそれぞれ、実験値に近く、他のハイドロタルサイトベースの吸着剤および以前に報告された他のほとんどの無機吸着剤の吸着容量よりも高い。吸着後、吸着剤に吸着されたPb（II）種は、水亜鉛土またはZn / Al-CO ₃のハイドロセルサイトおよびXRD回折ピークの形で存在します。 ^2- ハイドロタルサイトが消失し、吸着の性質がおそらくハイドロジンサイトまたはZn / Al-CO ₃の沈殿変換であることを示しています。 ^2- ハイドロタルサイトをPb（II）溶液への溶解度の低い生成物定数でハイドロセルサイトに変換します。最後に、この作業は、新しい重金属イオン吸収剤を開発するためのリファレンスを提供します。例：、沈殿変換反応により、溶解度の低い生成物定数を持つ特殊な沈殿物の形で、吸着剤の表面に有毒な金属イオンを固定化します。