類水滑石/膨潤土對水中重金屬離子的吸附研究進展

程冰冰,余暢,莫偉,何春彥,黃鈺華

廣西大學 資源環境與材料學院，廣西 南寧 530004

1 引言

據統計[1]，我國礦山選礦廢水年排放總量約占全國工業廢水排放總量的10%，成為我國工業廢水排放量最多的行業之一，是國務院確定的重金屬污染重點防控行業。由于有色金屬采選廢水污染成分復雜、水量大及水質水量波動幅度大，而且有色金屬礦中往往含有多種金屬元素，其在開采、加工過程中得以釋放、溶出，以陽離子或陰離子形式(如Pb2+、Cd2+、Mn2+、Zn2+、Cu2+、Fe3+及 HAsO42-、Cr2O72-等)進入采選廢水中，若不加以處理而直接排放進入環境，易造成礦山周邊環境污染，危害人類健康和生態平衡，因此如何高效處理及資源化利用采選廢水已成為采選行業亟待解決的重要課題。

目前用于工業處理各種含重金屬離子廢水的技術方法種類很多，從成本及可行性上考慮，較易實現的主要有自然沉降法、化學沉淀法、生物法、離子交換法及吸附法[2]。其中吸附法因具有適應范圍廣、操作簡單、處理速度快、效果好、成本低、可回收有用物料、吸附劑可重復使用等諸多優點，在采選廢水處理中具有較大的應用前景。近十幾年來，許多研究人員都在積極探索研究開發廉價高效的廢水處理吸附劑，包括天然黏土礦物、工業副產物、單寧類、殼聚糖、有機復合材料、生物吸附劑等[3-5]。其中，天然黏土礦物膨潤土因其優異的離子交換吸附性能獲得了國內外學者的普遍關注；此外，水滑石類陰離子黏土礦物具有與膨潤土相似的結構特征，比表面積大且合成簡單、成本低廉、易于分離，可重復利用，有望作為備選材料與膨潤土進行復合制備新型吸附材料。因此，本文綜合闡述了類水滑石、膨潤土吸附材料對水中常見的鉛、鋅、鎘、砷等有害重金屬離子的吸附研究進展，以期為相關研究提供有益參考。

2 類水滑石、膨潤土的結構與性質

2.1 類水滑石的結構與性質

總之，LDHs因其特有的晶體結構而具有酸堿雙功能性、層間離子的可交換性、熱穩定性、記憶效應等特性，被廣泛應用于催化、吸附等領域。

2.2 膨潤土的結構與性質

膨潤土(bentonite)的主要礦物組成為蒙脫石(montmorillonite)，此外還常伴有高嶺石、石英、方解石等雜質。蒙脫石的結構與性質決定了膨潤土的物化性能。蒙脫石是由兩層硅氧四面體片晶層中間夾一層鋁氧八面體片晶層構成的21型層狀硅酸鹽[8]，其晶體結構式[9]可表示為其中M為層間陽離子，y是M作為一價時單位結構式的靜電荷數。因其四面體和八面體中的高價離子可被低價離子置換，即四面體層中的Si4+被Al3+所代替，八面體層中的Al3+被Fe2+、Zn2+等原子代替，導致結構骨架負電荷剩余，這些多余的負電荷主要由層間陽離子Na+、Ca2+、Mg2+等來補償[10]，且這些陽離子與蒙脫石晶胞的作用很不穩定，易被其他陽離子交換，故具有較好的離子交換性。研究表明，膨潤土具有較大的比表面積，通常在30～100 m2/g[11-13]，表面能較高，可吸附其他物質。

膨潤土的諸多特性使其在選礦、冶金、電鍍、建材、化工、涂料、醫藥等領域備受青睞。近年來隨著國家對環境問題的重視，膨潤土作為一種價格低廉的天然吸附材料，被廣泛應用于含重金屬廢水處理中。

3 類水滑石在含重金屬離子水處理中的應用研究進展

類水滑石因其具有良好的陰離子交換能力而被廣泛應用于水體中重金屬陰離子如砷、鉻的去除，但大量文獻研究顯示，單一類水滑石材料對水中砷、鉻的去除效果并不理想，而經改性后的材料顯著提高了其對砷、鉻的吸附能力。同時由于類水滑石層板帶正電荷，所以對Cu2+、Pb2+、Zn2+、Cd2+等重金屬陽離子的去除能力微乎其微，但經插層預處理后的類水滑石可有效去除水中的重金屬陽離子，極大拓寬了類水滑石在重金屬廢水處理方面的應用范圍。本文主要介紹了未改性和經焙燒、插層等方法改性的類水滑石在重金屬廢水處理中的應用，以期為研究開發新型環保的廢水處理新材料提供參考。

3.1 未改性類水滑石在含重金屬廢水處理中的應用

鉻、砷等高價(類)金屬離子在水體中大多以絡合陰離子形式存在。以鉻為例，當pH<4時，鉻主要以HCrO4-形式存在，存在小部分CrO42-；當pH>4時，鉻主要以CrO42-形式存在，存在小部分HCrO4-；當pH>8時，鉻僅以CrO42-形式存在。文獻表明，離子交換作用是未改性類水滑石吸附此類物質的主要機理。

如王鵬瑞等[14]以水熱法制備鈣鋁(CaAl-LDH)和鐵鋁水滑石(FeAl-LDH)2種吸附劑，并用于水中六價鉻[Cr(Ⅵ)]的去除。結果表明，兩種材料對Cr(Ⅵ)的吸附速率均較快，在30 min即可達到平衡，CaAl-LDH和FeAl-LDH對Cr(Ⅵ)的最大吸附量分別為34.92、51.31 mg/g。

徐文皓等[15]研究了Mg-Al型水滑石對Cr(VI)陰離子的吸附。結果表明，當Mg/Al離子比為21、制備過程中pH保持在10.5左右、反應溫度控制在90 ℃左右以及陳化時間達到24 h及以上時，所制成的Mg-Al-LDHs對Cr(VI)陰離子有較好的吸附效果，其吸附量可以達到10.5 mg/g。

Xilin Wu等[16]研究了鎂鋁水滑石(MgAl-LDH-CO3)處理被污染地下水體中的As(Ⅴ)。研究表明，MgAl-LDH-CO3對As(Ⅴ)的吸附量為44.66 mg/g。As(V)的吸附主要通過與LDH層間陰離子的離子交換實現。Y Guo等[17]采用共沉淀法合成了一種含碳酸鹽插層鑭的新型LDH材料(Cu/Mg/Fe/ la-LDH)，并用于從水溶液中去除砷酸鹽。結果表明，當初始As(V)濃度為5 mg/L，吸附劑用量為1.5 g/L時，吸附后的砷酸鹽濃度小于10 μg/L。主要的吸附機理為離子交換和層配體交換過程。

Poudel M B[18]采用水熱法制備了載有赤鐵礦(α-Fe2O3)@3D多孔碳納米纖維(Co-Al-LDH@Fe2O3/3DPCNF)的Co-Al層狀雙氫氧化物，并研究了其對Cr(VI)的吸附性能。結果表明，超親水性Co-Al-LDH@Fe2O3/3DPCNF對Cr(VI)的最大吸附量為400.40 mg/g，吸附過程同時存在沉淀、表面絡合、同構取代及電子轉移等。

綜上可知，未改性類水滑石對水中以陰離子形式存在的重金屬如砷、鉻等有一定吸附效果，但單一的LDHs因其表面和活性位點暴露程度較低，對重金屬難以達到較好的去除效果。因此，需對LDHs進行焙燒、插層等改性處理，以提高其對廢水中重金屬離子的吸附能力。

3.2 焙燒類水滑石在重金屬廢水處理中的應用

類水滑石焙燒過程主要分三個階段：(1)200 ℃左右為層間水分子蒸發階段；(2)200～400 ℃時，M-OH鍵斷裂，層板羥基脫水；(3)400～500 ℃時，層間陰離子消失，類水滑石的層狀結構崩塌，得到焙燒產物LDO[19]。在吸附有害物質的過程中，如果條件適宜，焙燒類水滑石便能恢復其焙燒前的層狀結構，此為水滑石材料的“記憶效應”。且由于類水滑石經高溫處理后，其層間陰離子幾乎全部脫除，使得其比表面積增大，從而擁有更強的吸附能力。

Manuel Sánchez-Cantú等[20]將類水滑石的焙燒產物用于含As(Ⅴ)廢水處理。研究表明，焙燒后類水滑石結構被破壞，其XRD衍射圖譜中的物相為MgO和尖晶石(即礦物組成為MgO、Al2O3)；當As(Ⅴ)初始濃度低于250 μg/L時，去除率高于98%。

Das等[21]采用Zr4+取代Al3+、Zn2+和Mg2+合成類水滑石化合物，并研究了其焙燒產物LDO對水體中Cr2O72-和 SeO32-的吸附行為。結果表明，該類水滑石經450 ℃焙燒處理后得到的混合氧化物對Cr2O72-和SeO32-的吸附去除率較未處理前提高了20%。

張穎新[22]制備了熱改性水滑石LDO，發現LDO能有效地吸附Cr(VI)，吸附量為105.3 mg/g，遠大于改性前LDH的吸附量(20.7 mg/g)。LDO在恢復原有層狀結構的過程中，快速吸附Cr(VI)充當層間陰離子，從而達到去除Cr(VI)的效果。

綜上，與未改性類水滑石相比，類水滑石經焙燒處理后顯著提高了其對水中砷、鉻的吸附能力。但由于其“記憶效應”并非完全恢復，因此吸附能力仍受到一定影響。

3.3 插層類水滑石在重金屬廢水處理中的應用

由于類水滑石具有層板可調控性和層間離子可交換性的特性，可在層間插入各類陰離子，從而獲得一類具有特殊性能的功能材料，大大拓寬了類水滑石在吸附領域的應用。

Rojas等[23]以 Zn[EDTA]2-為插層陰離子，用離子交換法制備出鋅鋁水滑石，并將其用于溶液中Cu[(H2O)6]2+的去除。研究表明，該類水滑石可迅速吸附水中的Cu[(H2O)6]2+，30 min就可達到吸附平衡，Cu[(H2O)6]2+降至0.05 mg/L以下，吸附過程以離子交換為主。

Gong等[24]通過水熱法，采用層狀雙氫氧化物(LDHs)改性廢木屑，以提高其對Pb(II)的吸附能力。結果表明，木屑/LDHs復合材料對Pb(II)的吸附量比單一木屑提高了83.61%，最優吸附條件為：pH為6，吸附劑用量為3 g/L，吸附時間為180 min，Pb(II)通過化學鍵合和靜電作用在單分子層和非均勻表面上吸附。

Liang等[25]采用共沉淀法制備了用二乙三胺五乙酸(DTPA)插層的Mg2Al-DTPA LDH，同時考察了其對Pb2+的吸附效果。研究表明，該類水滑石能有效去除水體中的Pb2+，最大吸附量為170 mg/g，吸附機理為Pb與DTPA的螯合作用。

謝沅沅[26]以水滑石為主體結合磁性碳，采用化學共沉淀法制備一種磁性碳/鎂鐵水滑石納米復合材料，發現該復合材料對水中Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)的最大吸附量可分別達到338.70 mg/g及758.35 mg/g，且其對Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附同時存在表面絡合作用、沉淀作用、同晶替代、靜電吸引及物理吸附。

袁良霄等[27]以油茶果殼為原料，采用化學沉淀法及水熱合成法制備了Zn/Al類水滑石磁性生物炭復合材料(LMB)，并研究了其對Pb2+的吸附。結果表明，LMB對Pb2+的最大吸附量為213.0 mg/g。通過對該復合材料形貌分析認為，LMB吸附Pb2+的機理主要是LMB層間CO32-及表面羥基與Pb2+發生共沉淀生成PbCO3和Pb(OH)Cl。

綜上所述，類水滑石經過有機或無機改性處理后，可獲得一系列具有優越吸附性能的水滑石類吸附材料，用于含重金屬離子水處理，但經有機改性后的材料極易造成環境的二次污染，回收再利用困難，因此研究開發綠色環保高效的改性類水滑石將是重要研究方向之一。

4 膨潤土在含重金屬離子水處理中的應用研究進展

膨潤土因具有良好的離子交換性和吸附性而被廣泛應用于含重金屬離子廢水處理中，國內外眾多學者開展了大量相關研究工作。

4.1 天然膨潤土在含重金屬離子水處理中的應用研究進展

田莉玉等[28]選用不同產地的膨潤土為原料，考察了不同粒級膨潤土對Pb2+、Cd2+、Cr6+離子的吸附效果。研究結果表明，膨潤土對重金屬離子吸附效果顯著，且樣品粒度越小越有利于金屬離子的吸附處理。楊萃娜等[29]研究了Ca基膨潤土及其鈉化土對廢水中Cu2+的吸附行為，發現Na基膨潤土的吸附性能明顯優于Ca基膨潤土，其吸附行為受pH值、初始離子濃度及吸附劑用量等因素影響。當Cu2+質量濃度為40 mg/L時，Na基膨潤土和Ca基膨潤土對Cu2+的去除率分別達到98.4%和81.2%，且各自相對應的最大吸附容量分別為26 mg/g和12 mg/g。

王忠安等[30]采用某公司生產的膨潤土作吸附劑，系統研究了其對水中Zn2+的吸附效果。結果表明，在Zn2+初始質量濃度為32.5 mg/L、溫度16 ℃、吸附劑用量為2 g/L、吸附時間T=4 min條件下，當溶液初始pH=11.77時，膨潤土對Zn2+的去除率為87.47%，負載量為14.29 mg/g。

孫鑫淮等[31]通過改變不同的吸附條件，研究了鈉基膨潤土對水相中鋅離子的吸附特性。研究結果表明，鈉基膨潤土對Zn2+有較好的吸附作用；在固液比為6 g/L、pH=8、溫度為20 ℃及吸附時間為120 min條件下，吸附率達到96.71%。

Esmaeili A等[32]研究了新型天然膨潤土(NNB)對水中Pb(II)和Zn(II)的吸附性能。結果顯示，根據Langmuir等溫線，其對Pb(II)和Zn(II)的最大吸附量分別為8.55和7.90 mg/g，該材料對Pb(II)的吸附效率高于Zn(II)。MU Zhen等[33]以膨潤土(Bent)為吸附劑，探討了其對鎘的吸附能力和機理。發現膨潤土對Cd2+的吸附符合Langmuir模型和Freundlich模型，當pH=6、吸附劑用量為0.1 g時，膨潤土對Cd2+的最大去除率和最大吸附量分別為91.06%和15.07 mg/g；其吸附Cd2+的機理主要是離子交換。

Choumane F Z等[34]研究了膨潤土、高嶺土和德巴格黏土對含Cd(II)水溶液的吸附。結果表明，pH值是影響吸附過程的主要因素；吸附平衡時間為240 min；溫度升高對吸附過程不利，膨潤土對Cd(II)的吸附量高于其他黏土。Barkat M等[35]研究了當地膨潤土對Cd(II)和Cr(VI)的吸附。結果表明，吸附最佳條件為：Cd(II)初始pH=6.0，Cr(VI)初始pH=4.0，初始濃度為50 mg/L和T=293.15 K。平衡態數據與Langmuir等溫線擬合最佳，通過該模型確定Cd(II)和Cr(VI)的最大吸附容量分別為13.17和12.61 mg/g。

綜上可知，天然膨潤土對鉛、鋅、鎘等重金屬陽離子具有一定去除效果，其吸附效果主要受金屬離子初始濃度、溶液pH值、吸附劑用量等因素影響，吸附作用通常以離子交換為主。

4.2 改性膨潤土在含重金屬離子水處理中的應用研究進展

天然膨潤土雖然具有諸多優良特性，但在使用中往往存在吸附量低、水中黏土顆粒易團聚、被吸附重金屬離子易解吸等不足，為克服以上缺陷，國內外研究者采用多種改性方法以提高膨潤土的水處理性能[36-37]。目前常用的改性方法有活化改性、無機改性、有機改性和無機-有機復合改性等。

4.2.1 活化改性

膨潤土活化改性的處理方法可以分為熱活化法、酸活化法、鹽活化法等[38]。

(1)熱活化改性

熱活化改性的原理是在焙燒條件下使膨潤土失去表面水、水化水和結構骨架中的結合水及空隙中的一些雜質，減少水膜對污染物質的吸附阻力從而改善膨潤土的吸附性能。但焙燒溫度不宜超過500 ℃，否則會破壞結構骨架和有利吸附的構造，降低孔隙率和孔徑，同時也增加了處理成本[39]。

Naseem等[40]在150～200 ℃下制備了一系列活化膨潤土，用于4種溶液(即水、硝酸、鹽酸、高氯酸)中Pb2+的去除。結果表明，在最佳條件下，膨潤土對4種溶液中Pb2+的去除率分別為98%、78%、86%、79%，且其吸附容量不受重金屬濃度的影響。

肖麗萍等[41]將膨潤土顆粒在500 ℃下焙燒1.5 h后獲得焙燒膨潤土，并對含Mn2+廢水進行試驗研究。結果表明，在pH為6、25 ℃條件下對Mn2+吸附60 min后去除率達96%以上，吸附過程符合Langmuir等溫吸附方程。李夢耀等[42]采用經300～600 ℃焙燒的膨潤土吸附含Hg2+和Pb2+模擬廢水。結果表明，在450 ℃焙燒溫度下，活化膨潤土對Hg2+和Pb2+的去除率分別達到原土的244%和207%。

(2)酸活化改性

酸活化改性是指將膨潤土與酸混合，在一定溫度下加熱攪拌，抽濾干燥。其機理是將蒙脫石層間的Na+、Ca2+、Mg2+等陽離子轉化為酸的可溶性鹽類而溶出，從而削弱了原來層間的鍵能，使層狀晶格裂開，晶層間距擴大，表面活性增加。同時除去分布在膨潤土通道中的雜質，增大孔容積，疏通孔道，提高吸附性能[39]。

胡恭任等[43]用硫酸對提純膨潤土進行活化改性制得酸改性膨潤土，并研究了其處理含Pb2+廢水的適宜條件。結果表明，在pH為7、Pb2+初始濃度為10 mg/L、用土量為8 g/L的室溫下，吸附15 min后酸改性膨潤土對Pb2+的去除率可達99.6%。王代芝等[44]研究了酸改性膨潤土處理高濃度含Pb2+廢水，發現在pH值為5～9，鉛和膨潤土的質量比為2150條件下，吸附30 min后Pb2+的去除率大于99%。

Pawar等[45]用硫酸對膨潤土進行活化改性，制得酸改性膨潤土，并用于處理被Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)污染的含水廢物。結果發現，處理后的膨潤土比表面積和孔體積分別增加了3.3倍和2.75倍，Cu2+和Pb2+的吸附量分別為9.793和21.359 mg/g。

(3) 鹽活化改性

鹽改性是指膨潤土經鎂鹽、鈉鹽改性后Mg2+和Na+可平衡硅氧四面體上的負電荷。這些電價低、半徑大的離子與結構單元層之間的作用較弱, 從而使層間的陽離子具有可交換性[46]。

范遠等[47]研究了三氯化鐵改性膨潤土去除模擬水樣中重金屬離子Cr(VI)。結果表明，在室溫下，當改性膨潤土用量為12 g/L、pH值為3～5、起始Cr(VI)濃度≤20 mg/L時，吸附30 min后有機膨潤土對Cr(VI)廢水的去除率超過95%。

龐婷雯等[48]進行了巰基化、鈉化及酸化三種改性膨潤土對Cu2+、Pb2+和Zn2+的等溫吸附與競爭吸附試驗。結果表明，在單一重金屬離子的等溫吸附環境下，巰基化膨潤土對重金屬離子的吸附能力優于其他兩種材料，且對Pb2+的吸附率達到近100%；在競爭吸附環境下，三種改性膨潤土對Cu2+、Pb2+和Zn2+的吸附率都有所下降。

李媛媛等[49]利用鈣基膨潤土制備了巰基化膨潤土并用于對水體中As3+的吸附研究。結果表明，其對As3+的吸附受pH值、溫度及離子強度等因素影響較小，對As3+的飽和吸附量達到了1.18 mg/g，比鈣基膨潤土提高了12倍以上。

4.2.2 無機改性

無機柱撐改性是指柱撐劑中的聚合羥基金屬陽離子通過離子交換作用進入膨潤土層間，增大其層間距以達到增大膨潤土比表面積、提高其吸附性能的目的。

李志娟等[50]用羥基錳鋁無機改性膨潤土處理含Cu2+廢水。結果表明，改性膨潤土在投加量為15 g/L、pH為7、吸附時間30 min、Cu2+質量濃度為40 mg/L條件下，其對Cu2+去除率達到90%。

任廣軍等[51]以羥基鐵鋁為改性劑制備了Fe-Al柱撐膨潤土吸附水中Pb2+，發現當其用量為20 g/L，吸附60 min時，水溶液中Pb2+的吸附去除率達到88.4%。

鄒成龍等[52]采用羥基鋁離子改性制成羥基鋁柱撐膨潤土，并考察其對水中Cr(Ⅵ)的吸附性能。結果表明，改性后對Cr(Ⅵ)的吸附能力明顯增強，在40 ℃與pH=4條件下，用10 g/L吸附劑處理30 mg/L含Cr(Ⅵ)廢水，去除率高達95.5%，吸附作用機理包括化學吸附和離子交換；吸附屬于吸熱反應，升溫能促進吸附反應。

向宇思陽等[53]采用AlCl3與膨潤土濕混再焙燒的方法制備改性膨潤土，并用其處理TNT廢水。研究結果表明，在30 ℃條件下，當廢水的pH為7、Al3+與膨潤土的質量比120、改性膨潤土質量濃度為50 g/L時， 50 mg/L的TNT廢水振蕩1 h后，TNT去除率達98.4%。

肖謳等[54]制備了3種無機改性膨潤土：羥基鋁柱撐膨潤土、羥基鐵柱撐膨潤土和羥基鐵鋁柱撐膨潤土，并考察了它們對高氯酸鹽的吸附能力。結果顯示，其對高氯酸鹽的吸附容量分別為0.0836、0.0827、0.0824 mmol/g。

4.2.3 有機改性

有機膨潤土是指利用有機改性劑改性的膨潤土，有機物進入膨潤土層間后依靠化學鍵力，并通過離子交換的形式與膨潤土結合成有機膨潤土。有機改性膨潤土是一類親油性的化合物，其特點是可以重復使用，節約資源。

王彥等[55]研究了有機改性膨潤土對Zn2+的吸附性能。結果表明，有機改性膨潤土對水中Zn2+的吸附在60 min達到平衡；在50 mL、1.0 mg/L的鋅離子溶液中，當有機改性膨潤土用量為1.0 g時，對水中鋅離子的吸附去除率達到92.8%。

唐瑋媛[56]選用MnCl2、聚丙烯酰胺(PAM)、聚丙烯酸鈉(PAASS)和PAM-EDTA改性膨潤土，并利用改性膨潤土處理含Pb2+、Cd2+的廢水。結果表明，錳改性膨潤土的處理效果最佳，pH值是改性膨潤土對Cd2+吸附的重要影響因素。當初始濃度0.5 mg/L、pH值為8、吸附劑投加量為20 mg/L時，吸附40 min，Cd2+去除率達到96.7%。

鐘如懷等[57]用十六烷基三甲基溴化銨(CTAB)、聚丙烯酰胺對膨潤土進行復合改性，并研究其對鎘離子和苯酚的吸附作用。結果表明，有機改性膨潤土對鎘離子的吸附率可達97%以上，對苯酚的吸附率可達76%以上。

Lin Z等[58]構建了殼聚糖/海藻酸鈣/膨潤土(CTS/CA/BT)復合物理水凝膠，并研究了不同條件下水凝膠對水中Pb2+、Cu2+和Cd2+的吸附性能以及多離子競爭吸附性能。結果表明，該水凝膠對Pb2+、Cu2+和Cd2+的最大吸附量分別達到434.89、115.30和102.38 mg/g。

Jin Su等[59]用表面活性劑十八烷基苯二甲基叔胺對膨潤土進行改性，用改性膨潤土處理水體中的As(Ⅲ)和As(Ⅴ)。結果表明，改性膨潤土對As(Ⅴ)和As(Ⅲ)的吸附量分別為0.288 mg/g和0.102 mg/g，較原土的0.043 mg/g和0.036 mg/g有所提高。

綜上所述，天然膨潤土經高溫焙燒、酸或鹽等活化處理后，對廢水COD的去除率及脫色率均有提高，其中，高溫焙燒活化后的吸附劑對染料廢水COD和色度的去除率比其他活化方法好，與原土相比，活化膨潤土比表面積增加，空隙結構疏松，吸附性能得到改善。

無機改性膨潤土對各種復雜成分的水處理適用性強，可有效地去除細微懸浮顆粒，但生成的絮體不及有機高分子生成的絮體大，且單獨使用投藥量大；相對來講，有機改性膨潤土用量少、絮凝速度快，介質pH及環境溫度影響小，且脫色性能好、污泥量小。但目前某些有機改性膨潤土易水解、降解產物有毒，且成本較高，使其應用受到限制。因此開發高效環保的膨潤土基吸附材料迫在眉睫。

5 結語

近年來，類水滑石及膨潤土在廢水處理應用方面研究較多，為這兩類材料在廢水處理領域推廣提供了較好的理論指導與數據支撐。大量相關研究結果表明，類水滑石焙燒產物對水中絡合陰離子具有較好的吸附性能，吸附機理以層間離子交換為主；類水滑石經過有機或無機改性處理后對重金屬陽離子同樣具有較好的吸附性能，吸附過程很可能同時存在表面絡合作用、沉淀作用、同晶替代、靜電吸引及物理吸附等。經活化改性、無機改性、有機改性或無機-有機復合改性的膨潤土較天然膨潤土而言通常具有更為優良的吸附性能，吸附作用通常為物理吸附、離子交換、化學鍵或表面絡合等。然而類水滑石或膨潤土經改性處理后易對環境造成二次污染，且不利于吸附劑的循環利用，因此開發高效環保的類水滑石或膨潤土單一或復合吸附材料具有重要意義。

隨著功能化材料的合成和應用研究日益增長，類水滑石和膨潤土材料的應用前景將更加廣闊，但功能化材料處理重金屬的研究仍面臨著一系列問題，如改性結果不受控制、吸附材料回收利用困難、改性處理成本高、易造成環境二次污染等。因此，今后礦物材料在廢水處理領域的研究應朝以下方向發展：

(1)膨潤土或類水滑石經改性處理后對重金屬廢水處理效果顯著，相關研究人員應加大開發力度，深入研究開發經濟、綠色、環保的改性藥劑，降低處理成本。

(2)準確控制膨潤土或類水滑石改性工藝過程，以期制備出具有分散性良好、不易團聚和結構穩定的功能化復合吸附材料，拓寬其應用領域。

(3)膨潤土或類水滑石的單一或復合吸附材料的解析再生相關研究較少，應加大相關研究力度。

(4)目前含重金屬廢水處理的相關研究大多仍處于實驗室研究階段，應聚焦其實際應用中存在的諸如固液分離困難等瓶頸問題，極力往工業化應用方向推進。

(5)在完善膨潤土或水滑石改性材料的合成-吸附/解吸-吸附劑再生這一技術體系的同時，注重研究開發同步吸附重金屬陰陽離子的新型復合材料，使其能夠更高效環保地處理含重金屬廢水。