基于海泡石制備的含鎂納米復(fù)合材料對(duì)Cr(Ⅲ)去除的研究

于生慧， 姜銘峰， 王倩琳， 趙天磊， 楊 成

(1.陜西科技大學(xué) 環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院， 陜西 西安 710021； 2.中國(guó)科學(xué)技術(shù)大學(xué) 地球和空間科學(xué)學(xué)院 中科院殼幔物質(zhì)與環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室， 安徽 合肥 230026)

0 引言

鉻是環(huán)境污染中常見(jiàn)的有毒重金屬[1]，鉻礦開(kāi)采、冶煉、電鍍、金屬加工、制革、木材防腐、印染等工業(yè)都會(huì)有大量含鉻廢料排出[2].微量的Cr(Ⅲ)是人體所必需的，但過(guò)量攝入就會(huì)對(duì)人體產(chǎn)生危害，并有致癌作用[3-5].鉻在水溶液中主要有兩種存在形式：Cr(Ⅲ)和Cr(VI).三價(jià)鉻鹽是制革工業(yè)中的主要鞣劑，在鉻鞣廢水中，Cr(Ⅲ)的濃度能達(dá)到3 000～4 000 mg/L，同時(shí)在綜合廢水中，Cr(Ⅲ)的濃度也達(dá)到 10～70 mg/L[6].此外，Cr(Ⅲ)的毒性雖然比Cr(VI)小，但是其在自然界中可向Cr(VI)轉(zhuǎn)化[7]，并且容易被環(huán)境中的膠體所吸附，從而可以從水體轉(zhuǎn)移到土壤中[8-10].因而，研究去除水體中的Cr(Ⅲ)有重要意義.

目前，去除廢水中的Cr(Ⅲ)的方法主要包括吸附[11]、離子交換[12]、膜分離[13]、電化學(xué)處理[14]等.吸附法由于其操作簡(jiǎn)單、高效率、低能耗、無(wú)二次污染等優(yōu)點(diǎn)被廣泛利用[15-17].隨著納米技術(shù)的興起與發(fā)展，各種納米材料、納米技術(shù)被廣泛地應(yīng)用于環(huán)境凈化領(lǐng)域.在水體重金屬處理方面，納米材料具有大的比表面積和多的表面活性位點(diǎn)，被認(rèn)為是處理重金屬的良好試劑，尤其是在處理低濃度μg/L到mg/L級(jí)別的重金屬離子有著獨(dú)特的優(yōu)勢(shì).

粘土作為一種具有比表面積大、存在廣泛和價(jià)格低廉等優(yōu)點(diǎn)的微米/納米材料，被廣泛地用來(lái)去除水體中的重金屬[18-21].一般而言，粘土是通過(guò)離子的交換或者重金屬自身與顆粒表面的硅氧基團(tuán)和鋁氧基團(tuán)形成配合物的方式來(lái)去除水體中重金屬的[22,23].同時(shí)，用作吸附重金屬的粘土礦物存在的局限例如低的金屬選擇性、結(jié)合常數(shù)較小以及載荷能力低下等限制了其的發(fā)展[24].通過(guò)向粘土礦物中加入新的官能團(tuán)來(lái)增強(qiáng)其對(duì)重金屬的選擇能力和結(jié)合能力的改性方法被研究，可是這種方式目前對(duì)粘土去除重金屬能力的提高并不顯著，如Mercier和Detellier在麥羥硅鈉石和斜水矽鈉石層間嫁接巰基后并沒(méi)有顯著提高該粘土對(duì)重金屬的去除性能[24,25].Celis用巰基對(duì)蒙脫石和海泡石進(jìn)行改性后，其對(duì)Hg2+具有較高的去除性能，卻使其對(duì)Pb(Ⅱ)與Zn(Ⅱ)的去除性能降低[19,26].同時(shí)進(jìn)行粘土的有機(jī)改性時(shí)一般都需要有機(jī)試劑的作用，并且過(guò)程相對(duì)繁雜.因此，對(duì)粘土礦物進(jìn)行改性來(lái)提高其對(duì)重金屬的去除性能是當(dāng)務(wù)之急.

海泡石是一種天然粘土礦物，其具有比表面積大、多孔結(jié)構(gòu)以及穩(wěn)定性等特點(diǎn)，令海泡石在各個(gè)領(lǐng)域都有著廣泛的應(yīng)用[27-29].酸處理粘土可以增加其表面積，并獲得更多的孔結(jié)構(gòu)和活性位點(diǎn)，因此酸化是粘土改性的常用方法.通過(guò)酸化處理海泡石，能夠使其中的Mg被不同程度地去除，如果酸的濃度足夠，其中的Mg能夠被完全轉(zhuǎn)化為離子態(tài)，并產(chǎn)生非晶態(tài)的二氧化硅凝膠[30].

本研究首先用酸改性手段浸出海泡石中結(jié)構(gòu)中的鎂，再通過(guò)堿處理制備出含鎂的納米復(fù)合材料.利用掃描電鏡(SEM)、透射電鏡(TEM)、X射線衍射(XRD)等手段對(duì)其結(jié)構(gòu)與表面特性進(jìn)行表征，并系統(tǒng)地性研究了該材料對(duì)水中Cr(Ⅲ)的去除性能.

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 試劑與儀器

所用的實(shí)驗(yàn)藥品都為分析純，使用前未經(jīng)過(guò)進(jìn)一步的提純和處理.海泡石購(gòu)于西格瑪公司，鹽酸、氨水、乙醇購(gòu)于上海沃凱生物技術(shù)有限公司.

1.2 不同酸性條件對(duì)結(jié)構(gòu)中鎂的浸出能力

分別取50 mL濃度為0.12 mol/L (體積濃度1%)、0.6 mol/L (體積濃度5%)、1.2 mol/L (體積濃度10%)和2.4 mol/L (體積濃度20%)鹽酸溶液于100 mL燒杯中，然后向各燒杯中加入0.5 g海泡石，在室溫和60 ℃的條件下攪拌反應(yīng)一定時(shí)間.將產(chǎn)物離心分離后取上清液通過(guò)電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜(ICP-AES,optima 7300 DV)測(cè)定Mg2+濃度，將反應(yīng)后的產(chǎn)物干燥后進(jìn)行物相分析，分析不同酸化條件下對(duì)海泡石結(jié)構(gòu)中鎂的浸出能力.

1.3 材料制備

稱(chēng)取2.0 g海泡石加入到裝有50 mL 0.6 mol/L鹽酸溶液的燒杯中，在60 ℃的溫度下攪拌12 h，然后向其中逐滴加入NH3·H2O直至pH為10左右，再攪拌2 h.將攪拌后的產(chǎn)物離心、超純水和酒精洗滌幾次，直至pH為7～8，然后將固體沉淀放入烘箱中烘干，研磨、備用.

1.4 表征

樣品經(jīng)噴金處理后，通過(guò)場(chǎng)發(fā)射掃描電鏡(SEM)觀察材料的尺寸和結(jié)構(gòu)(JEOL JSM-6700F)；通過(guò)透射電子顯微鏡(TEM)觀察材料的結(jié)構(gòu)，并進(jìn)行能譜分析(JEM 2010)；通過(guò)X射線衍射儀對(duì)產(chǎn)物進(jìn)行物相分析(Philips)；通過(guò)比表面積儀分析并計(jì)算出材料的比表面積和孔體積(Micromertics 2010).

1.5 吸附實(shí)驗(yàn)

1.5.1 pH對(duì)吸附的影響

稱(chēng)取50 mg SiO2-Mg(OH)2復(fù)合材料，加入50 mL含Cr(Ⅲ)濃度為10 mmol /L 的溶液，使用0.1 mol/L的HCl和0.1 mol/L NaOH溶液將反應(yīng)體系pH依次調(diào)節(jié)為2.5、3.0、3.5、4.0，在25 ℃條件下攪拌10 h，反應(yīng)完成后離心分離，取上清液通過(guò)ICP-AES測(cè)量Cr濃度并計(jì)算去除量.所有的吸附實(shí)驗(yàn)都重復(fù)三次，取平均值.Cr(Ⅲ)在平衡時(shí)的去除量qe(mg/g)，吸附百分比U%,可以通過(guò)以下公式計(jì)算獲得：

(1)

(2)

式(1)～(2)中：Co、Ct和Ce分別為Cr(Ⅲ)在溶液中初始時(shí)間、任意時(shí)間和平衡時(shí)間時(shí)的濃度,mg/L;V是溶液的體積,mL;W是吸附劑的添加量,mg.

1.5.2 接觸時(shí)間對(duì)吸附的影響

將50 mg SiO2-Mg(OH)2復(fù)合材料分別加入50 mL含Cr(Ⅲ)濃度為2 mmol/L和10 mmol/L 的溶液中，在25 ℃條件下攪拌，將pH調(diào)節(jié)為4，在時(shí)間為10 min、30 min、60 min、90 min、120 min、240 min時(shí)分別取7～8 mL溶液過(guò)濾，取過(guò)濾液于離心管中通過(guò)ICP-AES測(cè)量Cr濃度并計(jì)算去除量.

1.5.3 吸附等溫線

稱(chēng)取50 mg SiO2-Mg(OH)2復(fù)合材料，分別加入到50 mL含Cr(Ⅲ)濃度為2 mmol/L、4 mmol/L、6 mmol/L、8 mmol/L、10 mmol/L的溶液中，在25 ℃條件下攪拌12 h，將pH調(diào)節(jié)為4，反應(yīng)完成后離心分離，取上清液通過(guò)ICP-AES測(cè)量Cr(Ⅲ)濃度并計(jì)算去除量.

1.6 吸附動(dòng)力學(xué)模擬和吸附熱力學(xué)模擬

本研究中采用準(zhǔn)一級(jí)模型(3)和準(zhǔn)二級(jí)模型(4)分別分析吸附動(dòng)力學(xué)行為，吸附熱力學(xué)行為使用Freundlich模型(5)和Langmuir模型(6)分析，其線性方程如下：

ln(qe-qt)=lnqe-k1t

(3)

(4)

lnqe=lnKF+(1/n)lnCe

(5)

(6)

2 結(jié)果與討論

2.1 不同酸性條件對(duì)海泡石結(jié)構(gòu)中鎂的浸出能力及其物相分析

圖1是海泡石在室溫和60 ℃下不同濃度鹽酸對(duì)海泡石處理12 h后，海泡石結(jié)構(gòu)中鎂的浸出率.由圖1可以直觀的看到海泡石在不同酸性條件和溫度下鎂離子的變化差異.經(jīng)過(guò)測(cè)定，本實(shí)驗(yàn)所采用的海泡石中鎂離子所占的比例約為15%，即150 mg/g.在相同溫度的條件下，鎂浸出率隨著酸的濃度的升高而增大；在酸度相同的條件下，鎂浸出率隨著溫度的升高而增大.當(dāng)處理溫度為60 ℃，鹽酸的體積濃度為1%時(shí)(即濃鹽酸稀釋100倍獲得，鹽酸濃度約為0.12 mol/L)，海泡石結(jié)構(gòu)中鎂離子浸出率約為62.5%；而在室溫 (25 ℃) 條件下，海泡石經(jīng)1%體積濃度鹽酸處理12 h后，鎂離子浸出率僅為18.3%.當(dāng)鹽酸濃度提高為5% (即鹽酸濃度約為0.60 mol/L)，海泡石結(jié)構(gòu)中鎂的浸出率在處理溫度為60 ℃即可達(dá)到99.84%，海泡石結(jié)構(gòu)中鎂近乎是完全浸出；而在室溫條件下，鹽酸的體積濃度升高到20%(鹽酸濃度約為2.40 mol/L)時(shí)，海泡石氧鎂八面體結(jié)構(gòu)中鎂才近乎完全浸出.

圖1 不同酸性條件下海泡石中鎂的浸出率

圖2中a曲線為海泡石原樣X(jué)RD圖.海泡石原樣表現(xiàn)出海泡石粘土的典型結(jié)構(gòu)(JCPDF:13-0595), (110)面間距為 12.0 ?，與海泡石特殊的層間距相一致[29].

圖2中b曲線和c曲線為海泡石在5%鹽酸，溫度分別為室溫和60 ℃的條件下酸化處理后的XRD圖.圖2中b曲線顯示，經(jīng)5%體積濃度鹽酸在室溫處理12 h后，海泡石的特征峰明顯弱化，說(shuō)明海泡石結(jié)構(gòu)發(fā)生一定變化.海泡石在經(jīng)5%體積濃度鹽酸在60 ℃處理相同時(shí)間后，樣品中海泡石的特征峰完全消失，圖譜主要表現(xiàn)出一種非晶的駝峰 (圖2中c曲線)，證明海泡石晶體結(jié)構(gòu)被破壞，所得產(chǎn)物為非晶 SiO2，其中少量尖銳衍射峰可歸為海泡石本身存在的石英，說(shuō)明海泡石結(jié)構(gòu)中的氧鎂八面體被破壞，鎂離子被浸出，所得結(jié)果與圖2中a曲線的結(jié)果相一致.

圖2 海泡石經(jīng)不同條件酸處理后樣品的XRD圖

圖2中d曲線和e曲線分別為海泡石在酸性條件為20%體積濃度鹽酸在室溫和10%體積濃度鹽酸在60 ℃下酸化后樣品的XRD圖.從此圖中可以看到樣品的XRD峰譜圖與海泡石經(jīng)5%體積濃度鹽酸在在60 ℃處理12 h后的樣品譜圖(即圖2中c曲線)近乎相同，說(shuō)明海泡石結(jié)構(gòu)中的鎂離子完全酸浸出來(lái).因而，在復(fù)合材料的制備過(guò)程中，為確保海泡石結(jié)構(gòu)中鎂的完全浸出，并兼顧實(shí)驗(yàn)效率，海泡石的酸處理過(guò)程為：10 %的體積濃度的鹽酸(鹽酸濃度約為1.20 mol/L)在60 ℃下攪拌處理12 h.

2.2 復(fù)合材料的表征

海泡石原樣和對(duì)海泡石原樣進(jìn)行改性后的復(fù)合材料的形貌通過(guò)掃描電鏡和透射電鏡觀察.從圖3(a)、(b)可以看出，海泡石原樣的結(jié)構(gòu)為納米棒狀，長(zhǎng)1～2μm，寬約50 nm.通過(guò)能譜分析可知其中含有Mg、Si、O三種元素.

圖3(c)是海泡石原樣通過(guò)10%的鹽酸與氨水處理后得到的材料的掃描圖，可知相比于海泡石原樣，復(fù)合材料依然為棒狀結(jié)構(gòu)，但分散性降低，團(tuán)聚現(xiàn)象出現(xiàn)，且表面變得粗糙，孔隙增多，表明海泡石原樣的晶體結(jié)構(gòu)被酸破壞，SiO2作為更加穩(wěn)定的結(jié)構(gòu)出現(xiàn)，浸出的鎂離子和氨水反應(yīng)在其表面形成了新的物質(zhì).通過(guò)能譜分析發(fā)現(xiàn)復(fù)合材料中依然有鎂的存在，且酸浸后的材料的XRD圖中沒(méi)有出現(xiàn)含鎂化合物的峰，說(shuō)明鎂離子和堿反應(yīng)被負(fù)載在原材料表面，形成了一種新的納米含鎂復(fù)合材料.

(a)海泡石原樣的SEM圖

(b)海泡石原樣的TEM圖及能譜圖

(c)酸-堿處理海泡石所得樣品的SEM圖

(d)酸-堿處理海泡石所得樣品的TEM圖及能譜圖圖3 海泡石原樣和酸-堿處理海泡石 所得樣品SEM和TEM分析圖

海泡石原樣、完全酸化的海泡石和所得的復(fù)合材料的氮?dú)馕降葴鼐€如圖4所示.由圖4可以看出，這三個(gè)材料都表現(xiàn)為IV類(lèi)吸附型，說(shuō)明樣品中存在介孔.其BET比表面積分別為263.4 m2/g、459.7 m2/g 和364.3 m2/g，孔容積分別為0.44 cm3/g、0.79 cm3/g、0.96 cm3/g.

(a)海泡石的氮?dú)馕降葴鼐€及孔徑分布

(b)完全酸化的海泡石的氮?dú)馕降葴鼐€及孔徑分布

(c)含鎂納米復(fù)合材料的氮?dú)馕降葴鼐€及孔徑分布圖4 海泡石、完全酸化的海泡石和含鎂納米 復(fù)合材料的氮?dú)馕降葴鼐€及孔徑分布

2.3 含鎂復(fù)合材料對(duì)Cr(Ⅲ)的去除

通過(guò)Cr(OH)3的Ksp值(6.3×10-31)計(jì)算得知該濃度溶液pH為4.6時(shí)，溶液會(huì)有Cr(OH)3沉淀產(chǎn)生，所以溶液pH需小于4.6，本實(shí)驗(yàn)采用的pH范圍為2.5～4.稱(chēng)取50 mg復(fù)合材料，加入50 mL含Cr(Ⅲ)濃度為10 mmol /L (ca.514.2 mg/L) 的溶液，將反應(yīng)體系pH依次調(diào)節(jié)為2.5、3.0、3.5、4.0，在室溫 (25 ℃) 條件下攪拌600 min，反應(yīng)完成后離心分離，取上清液通過(guò)ICP-AES測(cè)量Cr(Ⅲ)濃度，并計(jì)算去除量.

圖5是pH對(duì)復(fù)合材料吸附Cr(Ⅲ)的影響圖.由圖5可知，可以看到隨著溶液pH的升高，Cr(Ⅲ)的去除率也在不斷升高，pH為4時(shí)去除率最高，為79.95%.這是由于隨著pH升高，吸附劑表面的負(fù)電荷逐漸增加，使Cr(Ⅲ)與吸附劑之間的靜電吸引力增大，促進(jìn)了吸附.以上結(jié)果說(shuō)明，溶液的pH值對(duì)復(fù)合材料的吸附效果有很大的影響，pH為4時(shí)，復(fù)合材料對(duì)Cr(Ⅲ)的去除效果最好.

圖5 pH對(duì)復(fù)合材料去除Cr(Ⅲ)的影響

為了進(jìn)一步研究接觸時(shí)間對(duì)Cr(Ⅲ)的去除影響，將50 mg復(fù)合材料分別加入50 mL含Cr(Ⅲ)濃度為2 mmol/L (ca.112.2 mg/L)和10 mmol/L(ca.514.2 mg/L)的溶液中，將pH調(diào)節(jié)為4，在室溫條件下攪拌，在時(shí)間為10 min、30 min、60 min、90 min、120 min、240 min、360 min、600 min時(shí)分別取樣分析.

圖6是接觸時(shí)間對(duì)復(fù)合材料吸附Cr(Ⅲ)的影響圖.由圖6可以看出，在2 mmol/L濃度下，吸附劑對(duì)Cr(Ⅲ)有很快的吸附速率，10 min吸附率即可達(dá)到99%，接觸時(shí)間在240 min后，溶液濃度低于0.02 mg/L，吸附率接近100%.實(shí)驗(yàn)結(jié)果顯示，在2 mmol/L濃度下，經(jīng)基于海泡石制備的含鎂納米復(fù)合材料處理后，Cr的殘留濃度遠(yuǎn)低于美國(guó)環(huán)保局(EPA)飲用水標(biāo)準(zhǔn)(EPA飲用水對(duì)Cr的限值為0.1 mg/L)，說(shuō)明實(shí)驗(yàn)所制備的納米復(fù)合材料對(duì)低濃度Cr有著優(yōu)異的去除效果；在10 mmol/L濃度下，接觸時(shí)間為60 min時(shí)即可達(dá)到45%的吸附率，并在600 min時(shí)達(dá)到79.95%.

圖6 接觸時(shí)間對(duì)復(fù)合材料吸附 Cr(Ⅲ)的影響

圖7是初始濃度對(duì)復(fù)合材料和海泡石去除Cr(Ⅲ)的影響圖，Cr(Ⅲ)的初始濃度分別為2 mmol/L(ca.112.2 mg/L)、4 mmol /L (ca.211.6 mg/L)、6 mmol /L (ca.309.8 mg/L)、8 mmol/L(ca.419.9 mg/L)、10 mmol/L (ca.514.2 mg/L)的溶液中，固液比為50 mg/50 mL，體系pH為4.0.由圖7可知，當(dāng)濃度為10 mmol/L時(shí)，去復(fù)合材料的去除容量達(dá)到最大，最大去除容量為411.1 mg/g.同時(shí)在濃度低于2 mmol/L時(shí)，去除后Cr(Ⅲ)的殘留濃度低于0.02 mg/L，遠(yuǎn)低于美國(guó)環(huán)保局 (EPA) 飲用水標(biāo)準(zhǔn).而海泡石的最大去除容量?jī)H有2.8 mg/g.結(jié)果表明，通過(guò)對(duì)海泡石進(jìn)行酸堿化處理，極大地提高了對(duì)Cr(Ⅲ)的處理能力，對(duì)海泡石改性后Cr(Ⅲ)的處理能力提高了約140倍.

圖7 初始濃度對(duì)復(fù)合材料和 海泡石去除Cr(Ⅲ)的影響

基于海泡石制備的含鎂納米復(fù)合材料對(duì)三價(jià)鉻去除能力的提升主要可歸結(jié)于海泡石結(jié)構(gòu)中鎂的形態(tài)的轉(zhuǎn)變，在復(fù)合材料中鎂以Mg(OH)2或/和吸附態(tài)鎂的形式存在，一方面鎂離子可更容易與三價(jià)鉻進(jìn)行離子交換；另一方面，Mg(OH)2在水中顯弱堿性，可提高體系的pH,更有利于復(fù)合材料對(duì)陽(yáng)離子的吸附.同時(shí)，海泡石改性后所形成的復(fù)合材料具有較大的比表面積，也在一定程度上提升了對(duì)重金屬陽(yáng)離子的去除能力[31].

2.4 吸附動(dòng)力學(xué)

為了更好地分析Cr(Ⅲ)在復(fù)合材料上的吸附動(dòng)力學(xué)過(guò)程,分別用準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)、準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程對(duì)其吸附動(dòng)力學(xué)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合,見(jiàn)圖8和圖9.根據(jù)圖8和圖9中的擬合效果和相關(guān)系數(shù)R2(表1),可判斷出準(zhǔn)一級(jí)模型更能準(zhǔn)確模擬基于海泡石制備的含鎂復(fù)合材料對(duì)三價(jià)鉻的吸附行為.

表1 復(fù)合材料對(duì)Cr(Ⅲ)吸附的 準(zhǔn)一級(jí)、準(zhǔn)二級(jí)擬合參數(shù)

圖8 復(fù)合材料對(duì)Cr(Ⅲ)吸附的準(zhǔn)一級(jí) 模擬線性擬合圖

圖9 復(fù)合材料對(duì)Cr(Ⅲ)吸附的準(zhǔn)二級(jí) 模擬線性擬合圖

2.5 吸附熱力學(xué)

將相關(guān)數(shù)據(jù)代入Freundlich吸附等溫方程和Langmuir吸附等溫方程進(jìn)行擬合,見(jiàn)圖10和圖11.根據(jù)圖中的擬合效果和相關(guān)系數(shù)R2(表2),可判斷出Freundlich模型更能準(zhǔn)確模擬基于海泡石制備的含鎂復(fù)合材料對(duì)三價(jià)鉻的吸附行為.

表2 Freundlich和Langmuir擬合參數(shù)

圖10 Freundlich擬合曲線

圖11 Langmuir擬合曲線

3 結(jié)論

本實(shí)驗(yàn)研究了不同酸性條件對(duì)海泡石結(jié)構(gòu)中的鎂的浸出能力，并以海泡石為基礎(chǔ)材料通過(guò)酸堿連續(xù)處理，制備出具有大比表面積的含鎂納米復(fù)合材料.結(jié)果表明：

(1)海泡石在60 ℃下，經(jīng)10%體積濃度的鹽酸處理12 h后，海泡石氧鎂八面體結(jié)構(gòu)中的鎂被完全浸出，形成非晶SiO2，通過(guò)連續(xù)的堿化處理后，浸出的鎂離子以吸附態(tài)或/和非晶Mg(OH)2中的形式與非晶二氧化硅結(jié)合，從而制備出含鎂納米復(fù)合材料.

(2)對(duì)Cr(Ⅲ)的去除實(shí)驗(yàn)表明，基于海泡石為原料制備的含鎂納米復(fù)合材料對(duì)Cr(Ⅲ)的去除性能極大提升，最大吸附量為411.1 mg/g，與海泡石相比，去除容量提升了約147倍，同時(shí)，對(duì)低濃度Cr(Ⅲ)處理后，Cr的殘留濃度遠(yuǎn)低于美國(guó)環(huán)保局飲用水標(biāo)準(zhǔn).

(3)納米復(fù)合材料對(duì)Cr(Ⅲ)的去除吸附動(dòng)力學(xué)符合擬一級(jí)動(dòng)力學(xué)，熱力學(xué)符合Freundlich吸附模型.

(4)基于海泡石制備的納米復(fù)合材料對(duì)陽(yáng)離子重金屬Cr(Ⅲ)表現(xiàn)出極佳的去除性能，并且改性手段的簡(jiǎn)捷、原材料來(lái)源豐富，所制備的含鎂納米復(fù)合材料在重金屬處理領(lǐng)域?qū)⒂兄^大的應(yīng)用前景.