1 引言

据统计^[1]，我国矿山选矿废水年排放总量约占全国工业废水排放总量的10%，成为我国工业废水排放量最多的行业之一，是国务院确定的重金属污染重点防控行业。由于有色金属采选废水污染成分复杂、水量大及水质水量波动幅度大，而且有色金属矿中往往含有多种金属元素，其在开采、加工过程中得以释放、溶出，以阳离子或阴离子形式(如Pb²⁺、Cd²⁺、Mn²⁺、Zn²⁺、Cu²⁺、Fe³⁺及HAsO₄^2-、Cr₂O₇^2-等)进入采选废水中，若不加以处理而直接排放进入环境，易造成矿山周边环境污染，危害人类健康和生态平衡，因此如何高效处理及资源化利用采选废水已成为采选行业亟待解决的重要课题。

目前用于工业处理各种含重金属离子废水的技术方法种类很多，从成本及可行性上考虑，较易实现的主要有自然沉降法、化学沉淀法、生物法、离子交换法及吸附法^[2]。其中吸附法因具有适应范围广、操作简单、处理速度快、效果好、成本低、可回收有用物料、吸附剂可重复使用等诸多优点，在采选废水处理中具有较大的应用前景。近十几年来，许多研究人员都在积极探索研究开发廉价高效的废水处理吸附剂，包括天然黏土矿物、工业副产物、单宁类、壳聚糖、有机复合材料、生物吸附剂等^[3-5]。其中，天然黏土矿物膨润土因其优异的离子交换吸附性能获得了国内外学者的普遍关注；此外，水滑石类阴离子黏土矿物具有与膨润土相似的结构特征，比表面积大且合成简单、成本低廉、易于分离，可重复利用，有望作为备选材料与膨润土进行复合制备新型吸附材料。因此，本文综合阐述了类水滑石、膨润土吸附材料对水中常见的铅、锌、镉、砷等有害重金属离子的吸附研究进展，以期为相关研究提供有益参考。

2 类水滑石、膨润土的结构与性质 2.1 类水滑石的结构与性质

水滑石(hydrotalcite，HT)又称为层状双氢氧化物，其分子组成为Mg₆Al₂(OH)₁₆CO₃·4H₂O，是一类具有层状结构的阴离子黏土^[6]。水滑石中的Mg²⁺、Al³⁺被M²⁺、M³⁺同晶取代得到结构相似的一类化合物，称为类水滑石(LDHs)，其化学组成具有如下通式：[M_1-x²⁺M_x³⁺(OH)₂] (A^n-)_x/n·mH₂O，其中M²⁺和M³⁺代表位于主体层板上的二价和三价金属阳离子，如Mg²⁺、Ni²⁺、Zn²⁺、Mn²⁺、Cu²⁺、Pd²⁺、Fe²⁺等二价阳离子和Al³⁺、Cr³⁺、Co³⁺、Fe³⁺等三价阳离子；A^n-为层间阴离子，包括无机和有机阴离子、配合物阴离子、同多和杂多阴离子等；x为M³⁺/(M²⁺+M³⁺)的摩尔比值，通常是0.2~0.33^[7]；m为层间水分子的个数。LDHs结构类似于水镁石Mg(OH)₂，由MgO₆八面体共用棱形成单元层，位于层板上的二价金属阳离子M²⁺可被离子半径相近的三价金属阳离子M³⁺同晶取代，使得层板带正电荷，层间存在可交换的阴离子与层板上的正电荷平衡，使得类水滑石整体结构呈电中性。此外，在LDHs层板间通常存在一些客体水分子。

总之，LDHs因其特有的晶体结构而具有酸碱双功能性、层间离子的可交换性、热稳定性、记忆效应等特性，被广泛应用于催化、吸附等领域。

2.2 膨润土的结构与性质

膨润土(bentonite)的主要矿物组成为蒙脱石(montmorillonite)，此外还常伴有高岭石、石英、方解石等杂质。蒙脱石的结构与性质决定了膨润土的物化性能。蒙脱石是由两层硅氧四面体片晶层中间夹一层铝氧八面体片晶层构成的2：1型层状硅酸盐^[8]，其晶体结构式^[9]可表示为(M_y⁺·nH₂O)(Al_2-y³⁺Mg_y²⁺)Si₄⁴⁺O₁₀(OH)₂，其中M为层间阳离子，y是M作为一价时单位结构式的静电荷数。因其四面体和八面体中的高价离子可被低价离子置换，即四面体层中的Si⁴⁺被Al³⁺所代替，八面体层中的Al³⁺被Fe²⁺、Zn²⁺等原子代替，导致结构骨架负电荷剩余，这些多余的负电荷主要由层间阳离子Na⁺、Ca²⁺、Mg²⁺等来补偿^[10]，且这些阳离子与蒙脱石晶胞的作用很不稳定，易被其他阳离子交换，故具有较好的离子交换性。研究表明，膨润土具有较大的比表面积，通常在30~100 m²/g^[11-13]，表面能较高，可吸附其他物质。

膨润土的诸多特性使其在选矿、冶金、电镀、建材、化工、涂料、医药等领域备受青睐。近年来随着国家对环境问题的重视，膨润土作为一种价格低廉的天然吸附材料，被广泛应用于含重金属废水处理中。

3 类水滑石在含重金属离子水处理中的应用研究进展

类水滑石因其具有良好的阴离子交换能力而被广泛应用于水体中重金属阴离子如砷、铬的去除，但大量文献研究显示，单一类水滑石材料对水中砷、铬的去除效果并不理想，而经改性后的材料显著提高了其对砷、铬的吸附能力。同时由于类水滑石层板带正电荷，所以对Cu²⁺、Pb²⁺、Zn²⁺、Cd²⁺等重金属阳离子的去除能力微乎其微，但经插层预处理后的类水滑石可有效去除水中的重金属阳离子，极大拓宽了类水滑石在重金属废水处理方面的应用范围。本文主要介绍了未改性和经焙烧、插层等方法改性的类水滑石在重金属废水处理中的应用，以期为研究开发新型环保的废水处理新材料提供参考。

3.1 未改性类水滑石在含重金属废水处理中的应用

铬、砷等高价(类)金属离子在水体中大多以络合阴离子形式存在。以铬为例，当pH＜4时，铬主要以HCrO₄^-形式存在，存在小部分CrO₄^2-；当pH＞4时，铬主要以CrO₄^2-形式存在，存在小部分HCrO₄^-；当pH>8时，铬仅以CrO₄^2-形式存在。文献表明，离子交换作用是未改性类水滑石吸附此类物质的主要机理。

如王鹏瑞等^[14]以水热法制备钙铝(CaAl-LDH)和铁铝水滑石(FeAl-LDH)2种吸附剂，并用于水中六价铬[Cr(Ⅵ)]的去除。结果表明，两种材料对Cr(Ⅵ)的吸附速率均较快，在30 min即可达到平衡，CaAl-LDH和FeAl-LDH对Cr(Ⅵ)的最大吸附量分别为34.92、51.31 mg/g。

徐文皓等^[15]研究了Mg-Al型水滑石对Cr(Ⅵ)阴离子的吸附。结果表明，当Mg/Al离子比为2：1、制备过程中pH保持在10.5左右、反应温度控制在90 ℃左右以及陈化时间达到24 h及以上时，所制成的Mg-Al-LDHs对Cr(Ⅵ)阴离子有较好的吸附效果，其吸附量可以达到10.5 mg/g。

Xilin Wu等^[16]研究了镁铝水滑石(MgAl-LDH-CO₃)处理被污染地下水体中的As(Ⅴ)。研究表明，MgAl-LDH-CO₃对As(Ⅴ)的吸附量为44.66 mg/g。As(Ⅴ)的吸附主要通过与LDH层间阴离子的离子交换实现。Y Guo等^[17]采用共沉淀法合成了一种含碳酸盐插层镧的新型LDH材料(Cu/Mg/Fe/ la-LDH)，并用于从水溶液中去除砷酸盐。结果表明，当初始As(Ⅴ)浓度为5 mg/L，吸附剂用量为1.5 g/L时，吸附后的砷酸盐浓度小于10 μg/L。主要的吸附机理为离子交换和层配体交换过程。

Poudel M B^[18]采用水热法制备了载有赤铁矿(α-Fe₂O₃)@3D多孔碳纳米纤维(Co-Al-LDH@Fe₂O₃/3DPCNF)的Co-Al层状双氢氧化物，并研究了其对Cr(Ⅵ)的吸附性能。结果表明，超亲水性Co-Al-LDH@Fe₂O₃/3DPCNF对Cr(Ⅵ)的最大吸附量为400.40 mg/g，吸附过程同时存在沉淀、表面络合、同构取代及电子转移等。

综上可知，未改性类水滑石对水中以阴离子形式存在的重金属如砷、铬等有一定吸附效果，但单一的LDHs因其表面和活性位点暴露程度较低，对重金属难以达到较好的去除效果。因此，需对LDHs进行焙烧、插层等改性处理，以提高其对废水中重金属离子的吸附能力。

3.2 焙烧类水滑石在重金属废水处理中的应用

类水滑石焙烧过程主要分三个阶段：(1)200 ℃左右为层间水分子蒸发阶段；(2)200~400 ℃时，M-OH键断裂，层板羟基脱水；(3)400~500 ℃时，层间阴离子消失，类水滑石的层状结构崩塌，得到焙烧产物LDO^[19]。在吸附有害物质的过程中，如果条件适宜，焙烧类水滑石便能恢复其焙烧前的层状结构，此为水滑石材料的“记忆效应”。且由于类水滑石经高温处理后，其层间阴离子几乎全部脱除，使得其比表面积增大，从而拥有更强的吸附能力。

Manuel Sánchez-Cantú等^[20]将类水滑石的焙烧产物用于含As(Ⅴ)废水处理。研究表明，焙烧后类水滑石结构被破坏，其XRD衍射图谱中的物相为MgO和尖晶石(即矿物组成为MgO、Al₂O₃)；当As(Ⅴ)初始浓度低于250 μg/L时，去除率高于98%。

Das等^[21]采用Zr⁴⁺取代Al³⁺、Zn²⁺和Mg²⁺合成类水滑石化合物，并研究了其焙烧产物LDO对水体中Cr₂O₇^2-和SeO₃^2-的吸附行为。结果表明，该类水滑石经450 ℃焙烧处理后得到的混合氧化物对Cr₂O₇^2-和SeO₃^2-的吸附去除率较未处理前提高了20%。

张颖新^[22]制备了热改性水滑石LDO，发现LDO能有效地吸附Cr(Ⅵ)，吸附量为105.3 mg/g，远大于改性前LDH的吸附量(20.7 mg/g)。LDO在恢复原有层状结构的过程中，快速吸附Cr(Ⅵ)充当层间阴离子，从而达到去除Cr(Ⅵ)的效果。

综上，与未改性类水滑石相比，类水滑石经焙烧处理后显著提高了其对水中砷、铬的吸附能力。但由于其“记忆效应”并非完全恢复，因此吸附能力仍受到一定影响。

3.3 插层类水滑石在重金属废水处理中的应用

由于类水滑石具有层板可调控性和层间离子可交换性的特性，可在层间插入各类阴离子，从而获得一类具有特殊性能的功能材料，大大拓宽了类水滑石在吸附领域的应用。

Rojas等^[23]以Zn[EDTA]^2-为插层阴离子，用离子交换法制备出锌铝水滑石，并将其用于溶液中Cu[(H₂O)₆]²⁺的去除。研究表明，该类水滑石可迅速吸附水中的Cu[(H₂O)₆]²⁺，30 min就可达到吸附平衡，Cu[(H₂O)₆]²⁺降至0.05 mg/L以下，吸附过程以离子交换为主。

Gong等^[24]通过水热法，采用层状双氢氧化物(LDHs)改性废木屑，以提高其对Pb(Ⅱ)的吸附能力。结果表明，木屑/LDHs复合材料对Pb(Ⅱ)的吸附量比单一木屑提高了83.61%，最优吸附条件为：pH为6，吸附剂用量为3 g/L，吸附时间为180 min，Pb(Ⅱ)通过化学键合和静电作用在单分子层和非均匀表面上吸附。

Liang等^[25]采用共沉淀法制备了用二乙三胺五乙酸(DTPA)插层的Mg2Al-DTPA LDH，同时考察了其对Pb²⁺的吸附效果。研究表明，该类水滑石能有效去除水体中的Pb²⁺，最大吸附量为170 mg/g，吸附机理为Pb与DTPA的螯合作用。

谢沅沅^[26]以水滑石为主体结合磁性碳，采用化学共沉淀法制备一种磁性碳/镁铁水滑石纳米复合材料，发现该复合材料对水中Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)的最大吸附量可分别达到338.70 mg/g及758.35 mg/g，且其对Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附同时存在表面络合作用、沉淀作用、同晶替代、静电吸引及物理吸附。

袁良霄等^[27]以油茶果壳为原料，采用化学沉淀法及水热合成法制备了Zn/Al类水滑石磁性生物炭复合材料(LMB)，并研究了其对Pb²⁺的吸附。结果表明，LMB对Pb²⁺的最大吸附量为213.0 mg/g。通过对该复合材料形貌分析认为，LMB吸附Pb²⁺的机理主要是LMB层间CO₃^2-及表面羟基与Pb²⁺发生共沉淀生成PbCO₃和Pb(OH)Cl。

综上所述，类水滑石经过有机或无机改性处理后，可获得一系列具有优越吸附性能的水滑石类吸附材料，用于含重金属离子水处理，但经有机改性后的材料极易造成环境的二次污染，回收再利用困难，因此研究开发绿色环保高效的改性类水滑石将是重要研究方向之一。

4 膨润土在含重金属离子水处理中的应用研究进展

膨润土因具有良好的离子交换性和吸附性而被广泛应用于含重金属离子废水处理中，国内外众多学者开展了大量相关研究工作。

4.1 天然膨润土在含重金属离子水处理中的应用研究进展

田莉玉等^[28]选用不同产地的膨润土为原料，考察了不同粒级膨润土对Pb²⁺、Cd²⁺、Cr⁶⁺离子的吸附效果。研究结果表明，膨润土对重金属离子吸附效果显著，且样品粒度越小越有利于金属离子的吸附处理。杨萃娜等^[29]研究了Ca基膨润土及其钠化土对废水中Cu²⁺的吸附行为，发现Na基膨润土的吸附性能明显优于Ca基膨润土，其吸附行为受pH值、初始离子浓度及吸附剂用量等因素影响。当Cu²⁺质量浓度为40 mg/L时，Na基膨润土和Ca基膨润土对Cu²⁺的去除率分别达到98.4%和81.2%，且各自相对应的最大吸附容量分别为26 mg/g和12 mg/g。

王忠安等^[30]采用某公司生产的膨润土作吸附剂，系统研究了其对水中Zn²⁺的吸附效果。结果表明，在Zn²⁺初始质量浓度为32.5 mg/L、温度16 ℃、吸附剂用量为2 g/L、吸附时间T=4 min条件下，当溶液初始pH=11.77时，膨润土对Zn²⁺的去除率为87.47%，负载量为14.29 mg/g。

孙鑫淮等^[31]通过改变不同的吸附条件，研究了钠基膨润土对水相中锌离子的吸附特性。研究结果表明，钠基膨润土对Zn²⁺有较好的吸附作用；在固液比为6 g/L、pH=8、温度为20 ℃及吸附时间为120 min条件下，吸附率达到96.71%。

Esmaeili A等^[32]研究了新型天然膨润土(NNB)对水中Pb(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)的吸附性能。结果显示，根据Langmuir等温线，其对Pb(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)的最大吸附量分别为8.55和7.90 mg/g，该材料对Pb(Ⅱ)的吸附效率高于Zn(Ⅱ)。MU Zhen等^[33]以膨润土(Bent)为吸附剂，探讨了其对镉的吸附能力和机理。发现膨润土对Cd²⁺的吸附符合Langmuir模型和Freundlich模型，当pH=6、吸附剂用量为0.1 g时，膨润土对Cd²⁺的最大去除率和最大吸附量分别为91.06%和15.07 mg/g；其吸附Cd²⁺的机理主要是离子交换。

Choumane F Z等^[34]研究了膨润土、高岭土和德巴格黏土对含Cd(Ⅱ)水溶液的吸附。结果表明，pH值是影响吸附过程的主要因素；吸附平衡时间为240 min；温度升高对吸附过程不利，膨润土对Cd(Ⅱ)的吸附量高于其他黏土。Barkat M等^[35]研究了当地膨润土对Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅵ)的吸附。结果表明，吸附最佳条件为：Cd(Ⅱ)初始pH=6.0，Cr(Ⅵ)初始pH=4.0，初始浓度为50 mg/L和T=293.15 K。平衡态数据与Langmuir等温线拟合最佳，通过该模型确定Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅵ)的最大吸附容量分别为13.17和12.61 mg/g。

综上可知，天然膨润土对铅、锌、镉等重金属阳离子具有一定去除效果，其吸附效果主要受金属离子初始浓度、溶液pH值、吸附剂用量等因素影响，吸附作用通常以离子交换为主。

4.2 改性膨润土在含重金属离子水处理中的应用研究进展

天然膨润土虽然具有诸多优良特性，但在使用中往往存在吸附量低、水中黏土颗粒易团聚、被吸附重金属离子易解吸等不足，为克服以上缺陷，国内外研究者采用多种改性方法以提高膨润土的水处理性能^[36-37]。目前常用的改性方法有活化改性、无机改性、有机改性和无机-有机复合改性等。

4.2.1 活化改性

膨润土活化改性的处理方法可以分为热活化法、酸活化法、盐活化法等^[38]。

(1) 热活化改性

热活化改性的原理是在焙烧条件下使膨润土失去表面水、水化水和结构骨架中的结合水及空隙中的一些杂质，减少水膜对污染物质的吸附阻力从而改善膨润土的吸附性能。但焙烧温度不宜超过500 ℃，否则会破坏结构骨架和有利吸附的构造，降低孔隙率和孔径，同时也增加了处理成本^[39]。

Naseem等^[40]在150~200 ℃下制备了一系列活化膨润土，用于4种溶液(即水、硝酸、盐酸、高氯酸)中Pb²⁺的去除。结果表明，在最佳条件下，膨润土对4种溶液中Pb²⁺的去除率分别为98%、78%、86%、79%，且其吸附容量不受重金属浓度的影响。

肖丽萍等^[41]将膨润土颗粒在500 ℃下焙烧1.5 h后获得焙烧膨润土，并对含Mn²⁺废水进行试验研究。结果表明，在pH为6、25 ℃条件下对Mn²⁺吸附60 min后去除率达96%以上，吸附过程符合Langmuir等温吸附方程。李梦耀等^[42]采用经300~600 ℃焙烧的膨润土吸附含Hg²⁺和Pb²⁺模拟废水。结果表明，在450 ℃焙烧温度下，活化膨润土对Hg²⁺和Pb²⁺的去除率分别达到原土的244%和207%。

(2) 酸活化改性

酸活化改性是指将膨润土与酸混合，在一定温度下加热搅拌，抽滤干燥。其机理是将蒙脱石层间的Na⁺、Ca²⁺、Mg²⁺等阳离子转化为酸的可溶性盐类而溶出，从而削弱了原来层间的键能，使层状晶格裂开，晶层间距扩大，表面活性增加。同时除去分布在膨润土通道中的杂质，增大孔容积，疏通孔道，提高吸附性能^[39]。

胡恭任等^[43]用硫酸对提纯膨润土进行活化改性制得酸改性膨润土，并研究了其处理含Pb²⁺废水的适宜条件。结果表明，在pH为7、Pb²⁺初始浓度为10 mg/L、用土量为8 g/L的室温下，吸附15 min后酸改性膨润土对Pb²⁺的去除率可达99.6%。王代芝等^[44]研究了酸改性膨润土处理高浓度含Pb²⁺废水，发现在pH值为5~9，铅和膨润土的质量比为2：150条件下，吸附30 min后Pb²⁺的去除率大于99%。

Pawar等^[45]用硫酸对膨润土进行活化改性，制得酸改性膨润土，并用于处理被Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)污染的含水废物。结果发现，处理后的膨润土比表面积和孔体积分别增加了3.3倍和2.75倍，Cu²⁺和Pb²⁺的吸附量分别为9.793和21.359 mg/g。

(3) 盐活化改性

盐改性是指膨润土经镁盐、钠盐改性后Mg²⁺和Na⁺可平衡硅氧四面体上的负电荷。这些电价低、半径大的离子与结构单元层之间的作用较弱, 从而使层间的阳离子具有可交换性^[46]。

范远等^[47]研究了三氯化铁改性膨润土去除模拟水样中重金属离子Cr(Ⅵ)。结果表明，在室温下，当改性膨润土用量为12 g/L、pH值为3~5、起始Cr(Ⅵ)浓度≤20 mg/L时，吸附30 min后有机膨润土对Cr(Ⅵ)废水的去除率超过95%。

庞婷雯等^[48]进行了巯基化、钠化及酸化三种改性膨润土对Cu²⁺、Pb²⁺和Zn²⁺的等温吸附与竞争吸附试验。结果表明，在单一重金属离子的等温吸附环境下，巯基化膨润土对重金属离子的吸附能力优于其他两种材料，且对Pb²⁺的吸附率达到近100%；在竞争吸附环境下，三种改性膨润土对Cu²⁺、Pb²⁺和Zn²⁺的吸附率都有所下降。

李媛媛等^[49]利用钙基膨润土制备了巯基化膨润土并用于对水体中As³⁺的吸附研究。结果表明，其对As³⁺的吸附受pH值、温度及离子强度等因素影响较小，对As³⁺的饱和吸附量达到了1.18 mg/g，比钙基膨润土提高了12倍以上。

4.2.2 无机改性

无机柱撑改性是指柱撑剂中的聚合羟基金属阳离子通过离子交换作用进入膨润土层间，增大其层间距以达到增大膨润土比表面积、提高其吸附性能的目的。

李志娟等^[50]用羟基锰铝无机改性膨润土处理含Cu²⁺废水。结果表明，改性膨润土在投加量为15 g/L、pH为7、吸附时间30 min、Cu²⁺质量浓度为40 mg/L条件下，其对Cu²⁺去除率达到90%。

任广军等^[51]以羟基铁铝为改性剂制备了Fe-Al柱撑膨润土吸附水中Pb²⁺，发现当其用量为20 g/L，吸附60 min时，水溶液中Pb²⁺的吸附去除率达到88.4%。

邹成龙等^[52]采用羟基铝离子改性制成羟基铝柱撑膨润土，并考察其对水中Cr(Ⅵ)的吸附性能。结果表明，改性后对Cr(Ⅵ)的吸附能力明显增强，在40 ℃与pH=4条件下，用10 g/L吸附剂处理30 mg/L含Cr(Ⅵ)废水，去除率高达95.5%，吸附作用机理包括化学吸附和离子交换；吸附属于吸热反应，升温能促进吸附反应。

向宇思阳等^[53]采用AlCl₃与膨润土湿混再焙烧的方法制备改性膨润土，并用其处理TNT废水。研究结果表明，在30 ℃条件下，当废水的pH为7、Al³⁺与膨润土的质量比1：20、改性膨润土质量浓度为50 g/L时，50 mg/L的TNT废水振荡1 h后，TNT去除率达98.4%。

肖讴等^[54]制备了3种无机改性膨润土：羟基铝柱撑膨润土、羟基铁柱撑膨润土和羟基铁铝柱撑膨润土，并考察了它们对高氯酸盐的吸附能力。结果显示，其对高氯酸盐的吸附容量分别为0.0836、0.0827、0.0824 mmol/g。

4.2.3 有机改性

有机膨润土是指利用有机改性剂改性的膨润土，有机物进入膨润土层间后依靠化学键力，并通过离子交换的形式与膨润土结合成有机膨润土。有机改性膨润土是一类亲油性的化合物，其特点是可以重复使用，节约资源。

王彦等^[55]研究了有机改性膨润土对Zn²⁺的吸附性能。结果表明，有机改性膨润土对水中Zn²⁺的吸附在60 min达到平衡；在50 mL、1.0 mg/L的锌离子溶液中，当有机改性膨润土用量为1.0 g时，对水中锌离子的吸附去除率达到92.8%。

唐玮媛^[56]选用MnCl₂、聚丙烯酰胺(PAM)、聚丙烯酸钠(PAASS)和PAM-EDTA改性膨润土，并利用改性膨润土处理含Pb²⁺、Cd²⁺的废水。结果表明，锰改性膨润土的处理效果最佳，pH值是改性膨润土对Cd²⁺吸附的重要影响因素。当初始浓度0.5 mg/L、pH值为8、吸附剂投加量为20 mg/L时，吸附40 min，Cd²⁺去除率达到96.7%。

钟如怀等^[57]用十六烷基三甲基溴化铵(CTAB)、聚丙烯酰胺对膨润土进行复合改性，并研究其对镉离子和苯酚的吸附作用。结果表明，有机改性膨润土对镉离子的吸附率可达97%以上，对苯酚的吸附率可达76%以上。

Lin Z等^[58]构建了壳聚糖/海藻酸钙/膨润土(CTS/CA/BT)复合物理水凝胶，并研究了不同条件下水凝胶对水中Pb²⁺、Cu²⁺和Cd²⁺的吸附性能以及多离子竞争吸附性能。结果表明，该水凝胶对Pb²⁺、Cu²⁺和Cd²⁺的最大吸附量分别达到434.89、115.30和102.38 mg/g。

Jin Su等^[59]用表面活性剂十八烷基苯二甲基叔胺对膨润土进行改性，用改性膨润土处理水体中的As(Ⅲ)和As(Ⅴ)。结果表明，改性膨润土对As(Ⅴ)和As(Ⅲ)的吸附量分别为0.288 mg/g和0.102 mg/g，较原土的0.043 mg/g和0.036 mg/g有所提高。

综上所述，天然膨润土经高温焙烧、酸或盐等活化处理后，对废水COD的去除率及脱色率均有提高，其中，高温焙烧活化后的吸附剂对染料废水COD和色度的去除率比其他活化方法好，与原土相比，活化膨润土比表面积增加，空隙结构疏松，吸附性能得到改善。

无机改性膨润土对各种复杂成分的水处理适用性强，可有效地去除细微悬浮颗粒，但生成的絮体不及有机高分子生成的絮体大，且单独使用投药量大；相对来讲，有机改性膨润土用量少、絮凝速度快，介质pH及环境温度影响小，且脱色性能好、污泥量小。但目前某些有机改性膨润土易水解、降解产物有毒，且成本较高，使其应用受到限制。因此开发高效环保的膨润土基吸附材料迫在眉睫。

5 结语

近年来，类水滑石及膨润土在废水处理应用方面研究较多，为这两类材料在废水处理领域推广提供了较好的理论指导与数据支撑。大量相关研究结果表明，类水滑石焙烧产物对水中络合阴离子具有较好的吸附性能，吸附机理以层间离子交换为主；类水滑石经过有机或无机改性处理后对重金属阳离子同样具有较好的吸附性能，吸附过程很可能同时存在表面络合作用、沉淀作用、同晶替代、静电吸引及物理吸附等。经活化改性、无机改性、有机改性或无机-有机复合改性的膨润土较天然膨润土而言通常具有更为优良的吸附性能，吸附作用通常为物理吸附、离子交换、化学键或表面络合等。然而类水滑石或膨润土经改性处理后易对环境造成二次污染，且不利于吸附剂的循环利用，因此开发高效环保的类水滑石或膨润土单一或复合吸附材料具有重要意义。

随着功能化材料的合成和应用研究日益增长，类水滑石和膨润土材料的应用前景将更加广阔，但功能化材料处理重金属的研究仍面临着一系列问题，如改性结果不受控制、吸附材料回收利用困难、改性处理成本高、易造成环境二次污染等。因此，今后矿物材料在废水处理领域的研究应朝以下方向发展：

(1) 膨润土或类水滑石经改性处理后对重金属废水处理效果显著，相关研究人员应加大开发力度，深入研究开发经济、绿色、环保的改性药剂，降低处理成本。

(2) 准确控制膨润土或类水滑石改性工艺过程，以期制备出具有分散性良好、不易团聚和结构稳定的功能化复合吸附材料，拓宽其应用领域。

(3) 膨润土或类水滑石的单一或复合吸附材料的解析再生相关研究较少，应加大相关研究力度。

(4) 目前含重金属废水处理的相关研究大多仍处于实验室研究阶段，应聚焦其实际应用中存在的诸如固液分离困难等瓶颈问题，极力往工业化应用方向推进。

(5) 在完善膨润土或水滑石改性材料的合成-吸附/解吸-吸附剂再生这一技术体系的同时，注重研究开发同步吸附重金属阴阳离子的新型复合材料，使其能够更高效环保地处理含重金属废水。