本發(fā)明屬于污染物去除技術領域，特別涉及一種三維有機雙金屬氫氧化物材料以及其對不同介質環(huán)境中非離子型污染物去除的應用。

背景技術：

層狀雙金屬氫氧化物(layereddoublehydroxides，簡稱ldhs)，是一類二維陰離子型粘土材料(簡寫為2d-ldhs)。自1942年feitknecht等首次人工合成出2d-ldhs以來，因其具有類似天然水鎂石的二維層狀結構，表現出層間陰離子可交換性、結構坍塌記憶效應和主層板可自組裝等特性，從而使其在吸附、醫(yī)藥和食品安全等領域受到極大關注。

研究人員在制備2d-ldhs工藝過程中，發(fā)現通過添加不同的基質(如十二烷基苯磺酸鈉、泡沫鋁等)，經歷尿素水解或水熱合成可形成如花狀(flowerliked)或蜂窩狀(combliked)的三維立體ldhs(簡寫3d-ldhs)，實現了ldhs材料從傳統(tǒng)二維結構到三維立體結構的轉變。

目前，與2d-ldhs相比，3d-ldhs表現出更加優(yōu)異的性能，如多樣的表面化學組成、較大的比表面積和較高的熱穩(wěn)定性，使其在環(huán)境和食品安全領域表現出尤為重要的應用價值和廣闊的應用前景。

技術實現要素：

本發(fā)明的目的是提出一種三維有機雙金屬氫氧化物(o3d-ldhs)的制備方法，以及三維有機雙金屬氫氧化物(o3d-ldhs)對非離子型污染物去除的應用。

本發(fā)明是通過以下技術方案實現。

本發(fā)明所述的三維有機雙金屬氫氧化物的制備方法，其特征是包括以下步驟。

(1)將1～2mmolmg(no3)2·6h2o，0.5～0.8mmolal(no3)3·9h2o和8～10mmol尿素溶于50ml去離子水。

(2)立即將30ml1.2～3mmolsds水溶液加到上述溶液中，并用磁力攪拌器激烈攪拌，隨后超聲波30min。

(3)超聲均勻后將懸濁液倒入反應釜內襯中，在烘箱中進行水熱反應。

(4)反應結束后，自然冷卻至室溫，用去離子水和乙醇離心洗滌數次，在50-70℃環(huán)境下干燥數小時至干燥完全。

步驟(1)所述的mg(no3)2·6h2o的摩爾用量優(yōu)選1.6mmol，al(no3)3·9h2o的摩爾用量優(yōu)選0.8mmol，尿素的摩爾用量優(yōu)選8mmol。

步驟(2)所述的sds的摩爾用量優(yōu)選1.5mmol，磁力攪拌時間為30min，超聲時間為30min。

步驟(3)所述的烘箱中進行的水熱反應的溫度為150℃，反應時間為6h。

本發(fā)明所述的三維有機雙金屬氫氧化物在去除非離子型污染物中的應用，即用三維有機雙金屬氫氧化物降解不同介質環(huán)境中典型非離子型污染物(如萘、蒽、苯并芘或五氯酚等)。

與現有技術相比，本發(fā)明的優(yōu)點是：

本發(fā)明選取的吸附材料能為吸附反應提供更多的活性位點，材料經sds改性后，表面由親水性變?yōu)槭杷?，能有效的去除不同介質環(huán)境中的非離子型污染物。

本發(fā)明選取的三維有機雙金屬氫氧化物能高效去除不同介質環(huán)境中非離子型有機污染物，本發(fā)明方法簡單易行，環(huán)保無二次污染，并可有望推廣到其他非離子型有機污染物的去除領域。

附圖說明

圖1為o3d-ldhs的sem圖譜。

圖2為o3d-ldhs的xrd圖譜。

圖3為o3d-ldhs的tg-dta圖。

圖4為o3d-ldhs對水中萘的吸附等溫線。

圖5為o3d-ldhs對水中萘的吸附動力學曲線。

圖6為2d-ldhs和o3d-ldhs對水中萘和硝基苯的去除率。

具體實施方式

下面通過具體實施例，對本發(fā)明的技術方案作進一步的具體說明。應當理解，本發(fā)明的實施并不局限于下面的實施例，對本發(fā)明所做的任何形式上的變通和/或改變都將落入本發(fā)明保護范圍。

在本發(fā)明中，所采用的設備和原料等均可從市場購得或是本領域常用的。下述實施例中的方法，如無特殊說明，均為本領域的常規(guī)方法。

本發(fā)明將通過以下實施例作進一步說明。

實施例1。

(1)將1～2mmolmg(no3)2·6h2o，0.5～0.8mmolal(no3)3·9h2o和8～10mmol尿素溶于50ml去離子水。

(2)立即將30ml1.2～3mmolsds水溶液加到上述溶液中，并用磁力攪拌器激烈攪拌，隨后超聲波30min。

(3)超聲均勻后將懸濁液倒入反應釜內襯中，在烘箱中進行水熱反應。

(4)反應結束后，自然冷卻至室溫，用去離子水和乙醇離心洗滌數次，在50-70℃環(huán)境下干燥數小時至干燥完全，即得到o3d-ldhs。由圖1和圖2可知，sds成功插層ldhs層板間，并成功誘導產物形成三維花球狀結構。

實施例2。

(1)將1～2mmolmg(no3)2·6h2o，0.5～0.8mmolal(no3)3·9h2o和8～10mmol尿素溶于50ml去離子水。

(2)立即將30ml1.2～3mmolsds水溶液加到上述溶液中，并用磁力攪拌器激烈攪拌，隨后超聲波30min。

(3)超聲均勻后將懸濁液倒入反應釜內襯中，在烘箱中進行水熱反應。

(4)反應結束后，自然冷卻至室溫，用去離子水和乙醇離心洗滌數次，在50-70℃環(huán)境下干燥數小時至干燥完全，。

(5)將產物在40-1000℃下，進行熱重分析，由圖3可知，產物在200-500℃之間，質量損失為sds的分解和燃燒，質量損失為54.57％，表明o3d-ldhs中含有大量sds。

實施例3。

將0.01-0.03g的o3d-ldhs投加到不同濃度的萘溶液中，在室溫下25℃下攪拌反應后取上清液于219nm下測其吸光度。由圖4可知o3d-ldhs對萘等溫吸附曲線呈線性，吸附量隨著萘初始濃度的增加而增加。

實施例4。

將0.01-0.03g的o3d-ldhs投加到濃度為100mg/l的萘溶液中，在室溫下(25℃)攪拌5min，10min，20min，40min，60min，120min，240min，360min和480min，反應后取上清液于219nm下測其吸光度。由圖5可知在反應最初1h，o3d-ldhs對萘吸附迅速，萘吸附量迅速升高，反應4h后，吸附達到平衡，平衡吸附量在74mg/g左右。對高濃度的萘吸附率達到70％以上。

實施例5。

為了證明o3d-ldhs的疏水性強于2d-ldhs，大大提高了其對非離子型有機污染物的去除效果，并選取極性強的硝基苯作為對比。

分別將0.01-0.03g的2d-ldhs和o3d-ldhs投加到萘溶液(100mg/l，20ml)和硝基苯溶液(1.96mgl^-1，20ml)中，在室溫下攪拌反應后取上清液分別于219和270nm下測其吸光度。由圖2和4可知，表面活性劑sds的加入不僅能誘導產物形成三維形貌，還能占據產物層間更多的陰離子點位。表面活性劑的加入使產物表面由親水型變成疏水型，大大增加其對非離子型污染物萘的吸附能力。

實施例6。

將0.01-0.03g的o3d-ldhs投加到50ml含0.1-1.0μg/l蒽溶液，在室溫下避光攪拌，反應后測定溶液中蒽的濃度。結果發(fā)現，o3d-ldhs對蒽的吸附率可達到90％以上。結果表明o3d-ldhs對非離子型有機污染蒽有較好的吸附能力。

實施例7。

將0.5g/l-6g/l的o3d-ldhs投加到濃度為4-30mg/l的五氯酚溶液中，在室溫下攪拌反應后測定溶液中五氯酚的濃度。結果發(fā)現，o3d-ldhs對五氯酚的吸附率可達到70％以上，表明o3d-ldhs對非離子型有機污染五氯酚有較好的吸附能力。

實施例8。

將0.01-0.03g的o3d-ldhs投加到50ml苯并芘含量為10-20μg/kg食用油中，在110℃下攪拌反應后測定溶液中苯并芘的濃度。結果發(fā)現，o3d-ldhs對苯并芘的吸附率可達到99％以上，表明o3d-ldhs對非離子型有機污染苯并芘有較好的吸附能力。