重金属吸附材料调研报告_重金属吸附剂调研
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目录
1.调研背景....................................................................................................1
1.1背景.........................................................................................................................................................1 1.2项目研究内容.......................................................................................................错误！未定义书签。1.3项目提交内容.......................................................................................................错误！未定义书签。
2.吸附材料概述.............................................................................................3
2.1概述.........................................................................................................................................................3 2.1.1 吸附材料的种类.............................................................................................................................3 2.2麦糟.........................................................................................................................................................3 2.2.1麦糟的来源、特征及利用现状......................................................................................................3 2.2.2木质纤维素类吸附材料的改性方法..............................................................................................7 2.2.3木质纤维素类材料吸附重金属离子的机理................................................................................12
3.吸附材料概述............................................................................................33
3.1概述.......................................................................................................................................................33 3.1.1 吸附材料的种类...........................................................................................................................33
4.案例及市场分析........................................................................................34
4.1概述.......................................................................................................................................................34 4.1.1 吸附材料的种类...........................................................................................................................34
5.技术方及相关专利....................................................................................35
5.1技术方...................................................................................................................错误！未定义书签。5.2相关专利...............................................................................................................错误！未定义书签。
6.总结.............................................................................错误！未定义书签。
I
重金属吸附材料
1.调研背景 1.1背景
现代工业的迅速发展产生了大量含重金属废水，这些废水因其不可降解且易通过食物链在生物体内富集，对环境和人类生活构成了很大的威胁。因此，如何治理重金属废水并回收有价金属是当今环境保护工作面临的突出问题。
目前，处理重金属废水的方法主要有沉淀法、离子树脂交换法、电解法、活性炭吸附法、反渗透法、电渗析法等，这些方法在某种程度上取得了很好的效果，但也普遍存在着有二次污染、成本高、处理效果不够理想，特别是当水中的重金属浓度较低（＜100mg·L-1）时，不仅去除率较低，而且运行费用较高。
生物吸附作为一种新兴的重金属去除技术，愈来愈受到人们的关注。生物吸附就是通过生物体及其衍生物对水中重金属离子的吸附作用，达到去除重金属的目的。能够吸附重金属及其它污染物的生物材料称为生物吸附剂，主要包括细菌、真菌、藻类和农林废弃物，与传统的吸附剂相比，它们具有以下主要特征：
（1）适应性广，能在不同pH值、温度及加工过程下操作；
（2）选择性高，能从溶液中吸附重金属离子而不受碱金属离子的干扰；
（3）金属离子浓度影响小，在低浓度（＜10mg·L-1）和高浓度（＞100mg·L-1）下都有良好的金属吸附能力；
（4）对有机物耐受性好，有机物污染（≤5000mg·L-1）不影响金属离子的吸附；（5）再生能力强、步骤简单，再生后吸附能力无明显降低。
在对废水重金属离子的处理中，活性炭是广泛应用的吸附处理剂。然而，由于活性炭耗量大，以及在处理一些无机离子时，需添加配位剂等因素，使其成本升高。因此，近10多年来寻求天然廉价、性能优良的功能吸附材料，已成为世界各国在这一领域应用研究的热点。目前，应用较多的天然吸附材料有：壳聚糖、天然沸石、粘土、低品位的煤，以及一些工业副产物如废纸浆产生的木质素、红泥、飞尘、煤灰、金属氧化物等，农加工副产品如稻壳、椰子壳等。
在价格方面，壳聚糖价格较贵，仅稍低于活性炭。沸石是其中最廉价的天然吸附剂，其价格为壳聚糖的1/15。当然由于壳聚糖优良物理化学性质与生理功能，随其在多领域需求的增加，促使工业化规模的扩大，其价格有望进一步下降。若能用这些性能优良、价格低廉的天然吸附剂，特别是利用工农业废弃物如造纸厂黑液提取的木质素、工厂排放的污泥等，替代传统的活性炭吸附剂，清除废水中毒性大的重金属离子，在维护人类生态环境的同时，又 充分利用了资源，变废为宝，意义巨大。
近年来，环境工程界越来越重视廉价高效替代技术的研究及其实际工程应用，其中包括低成本吸附剂。
吸附法是处理重金属离子废水中一种重要的物理化学方法，尤其适用于较低浓度的废水。传统的吸附剂活性炭是孔性炭素材料，具有大孔隙结构和表面积，故而其优点是吸附能力强和去除效率高，但高昂的价格在一定程度上限制了其应用。因此寻求来源广、价格低廉和吸附效率高的吸附剂材料成为治理重金属废水的关键。现今的研究重点主要集中在廉价、高效、易处理吸附剂的开发应用上。
应用较多的天然吸附材料有：壳聚糖、天然沸石、粘土、低品位的煤，以及一些工业副产物如废纸浆产生的木质素、红泥、煤灰、金属氧化物等，农加工副产品如稻壳、椰子壳等。
以较低浓度的重金属废水为目标，进行重金属吸附材料技术调研，了解和掌握目前国内外有应用前景的重金属廉价吸附材料的种类、现有技术成果、技术发展趋势和应用情况，储备技术合作方，跟踪现有项目情况，可以为公司的战略发展提供理论依据和技术支持。
2.吸附材料概述
2.1概述
2.1.1 吸附材料的种类
应用较多的天然吸附材料有：壳聚糖、天然沸石、粘土、低品位的煤，以及一些工业副产物如废纸浆产生的木质素、红泥、煤灰、金属氧化物等，农加工副产品如稻壳、椰子壳等。
2.2麦糟
2.2.1麦糟的来源、特征及利用现状
2.2.1.1麦糟的来源及特征
麦糟又称啤酒糟，是啤酒生产中的主要副产物(占副产物的80%以上)。麦糟产生在制备麦汁的同时，其主要成分是未糖化的麦芽、大米中的不溶性高分子物质和麦皮中的纤维素等。此外还含有啤酒生产过程中发酵用的酵母菌残体，成分非常复杂。RusS等研究发现麦糟中纤维素的含量为23-25%，半纤维素的含量为30-35%，木质素的含量为7-8%，蛋白质的含量为19-23%，另外还含有少量灰分及钙、磷等矿物元素。因其含有大量的功能基团，如羟基、羧基、仲酞胺基等易与金属离子配合可用于去除重金属。
因纤维素、半纤维素、木质素和蛋白质是麦糟的主要组分，也就是本课题的主要研究对象，所以对以上四种物质的结构特征作进一步分析。
1)纤维素
纤维素(cellulose)是天然高分子化合物，它作为高等植物细胞壁的主要组成物，至少包含了世界上植物材质总量的三分之一。这些植物材质中纤维素的含量随植物材质的不同而各异。纤维素实际上是-种高分子量的无水葡萄糖类化合物，其化学结构是由若干β-D-毗喃式葡萄糖基彼此以(1-4)-β-苷键连接而成的线形天然高分子化合物。化学式为(C6H10O5)n(n为聚合度)。其分子链结构式如图(1-1)所示： 由于纤维素链中每个葡萄糖基环上含有三个活泼的羟基(一个伯醇羟基和两个仲醇羟基)，能够发生一系列与羟基有关的化学反应，包括纤维素水解、酉旨化、醚化、接枝共聚和交联等化学反应。纤维素葡萄糖基环中的羟基既可以发生一系列与羟基有关的化学反应，又可缔合成分子内和分子间氢键(图1-2)，使反应试剂难以发生作用。因此，采用适当的活化剂活化纤维素，可以使氢键断裂，从而增加其活性表面积，改善微孔结构，促进反应试剂的渗透、扩散和润胀。
2)半纤维素
半纤维素(hemieenulose)是指高等植物的细胞壁中非纤维素也非果胶类物质的多糖。半纤维素不是均-聚糖，而是-组复合聚糖的总称。在不同的植物原料中，半纤维素的聚糖种类也不尽相同。组成半纤维素的主要糖基有：D-木糖基、D-甘露糖基、D-葡萄糖基、D-半乳糖基、L-阿拉伯糖基、4-O-甲基-D-葡萄搪醛酸基、D-半乳糖醛酸基和D-葡萄糖醛酸基等，部分糖基的结构单元如图1-3所示。
这些结构单元在构成半纤维素时，一般不是由一种结构单元构成一种均一的聚糖，而是由两种或两种以上结构单元构成不均一的聚糖。其分布模式有两种：①围绕纤维轴成同心薄 层状态集聚，常与非结晶态纤维素交织在-起。②分散分布。半纤维素-般为非结晶状态，存在于纤维素微纤丝之间。半纤维素的化学性质与纤维素有些相同。半纤维素与纤维素共属于多聚糖，都是苷键连接，均含游离羟基，可以发生醋化(乙酞化)或醚化等反应。
3)木质素
木质素(Lignin)作为植物体内普遍存在的一类高聚物，是支撑植物生长的主要物质，与纤维素和半纤维素一起构成超分子体系，以增强植物的机械强度。在自然界中，木质素是仅次于纤维素的第二大可再生资源。木质素基本上是以苯基丙烷为结构单元，以醚键或C-C键彼此联接而成的网状高聚物。其主要结构单元是对羟基苯丙烷、愈创木基丙烷和紫丁香基丙烷(如图1-4所示)。木质素结构单元上的主要功能基团是苯环上的甲氧基和反应性能活泼的经基，木质素结构中的羟基主要是酚羟基和醇羟基，这些羟基可以以游离羟基的形式存在，也可以以醚的形式和其它烷基、芳基连接。羟基的存在使木质素有很强的分子内和分子间氢键。甲氧基一般是连接在苯环上，它是木质素最有特征的功能基。这些功能集团的存在使木质素有很强的反应活性。另外，各结构单元间不同性质的连接键和单元上不同性质功能基的存在，既使木质素具有一定的化学活性又使木质素大分子中各部位的化学反应性能呈现出不均一性。
4)蛋白质
蛋白质是生物体内主要的生物分子，存在于所有的生物体中，从高等动植物到低等微生物，从人类到最简单的病毒，都含有蛋白质。蛋白质主要是由常见的20种L-a-氨基酸通过a-碳原子上的取代基间形成酸胺键连成的，是由具有特定空间结构和生物功能的肤链构成的生物大分子。组成蛋白质的元素主要由碳(50%-55%)、氢(6%-7%)、氧(19%-30%)、氮(12%-19%)、硫(0%-4%)。有些蛋白质还含有少量磷或金属元素铁、铜、锌、锰、钻和铝等，个别蛋白质还含有碘。组成蛋白质的主要成分氨基酸含有碱性官能团氨基和酸性官能团羧基，这些基团中的氮、氧原子能够提供孤对电子与重金属离子形成配合物，因此，蛋白质本身即具有作为重金属离子吸附剂的潜力。
因麦糟主要含有以上四种物质，可以推断出麦糟具有纤维素、半纤维素、木质素和蛋白质等天然高分子的基本性质。蛋白质的基本结构是氨基酸，富含羧基（-COOH)和氨基(-NH2)，这些功能基团与重金属离子有很好的亲和力；纤维素、半纤维素和木质素的共同结构特征是多羟基性，表现出多元醇的性质，可以发生一系列与羟基有关的反应。因此，麦糟除了本身含有具有吸附性能的羟基、羧基和氨基以外，还可以发生水解、氧化、酉旨化、醚化等-系列化学反应，引入有利于与重金属离子配合的功能基团，从而大大提高其吸附能力。2.2.1.2麦糟的利用现状
随着人们对环境保护的日益重视，麦糟的综合应用领域也不断扩大。麦糟在国内外主要有以下几种利用途径：
1)动物饲料领域的应用
由于其蛋白、纤维含量高，麦糟在国内外的主要用途还是用作动物饲料。麦糟在饲料行业的利用途径主要有生产干饲料、生产饲料酵母、生产多维高蛋白菌体饲料、生产麦芽蛋白等。目前，麦糟不仅用于喂养牲畜，还可以用于喂养家禽，猪和鱼类。
2)食品加工领域的应用
麦糟在食品行业的利用主要是膳食纤维食品的开发和生产营养食醋。麦糟中含有丰富的蛋白质和纤维，在食品中添加一定量的麦糟可以生产出纤维饼干、纤维面包等健康食品。另外，利用鲜麦糟配以一定比例的玉米粉，通过双菌种制曲和固体发酵法生产食醋，该种方法一方面使用鲜麦糟代替了部分填充料—稻壳，另一方面使麦糟中的蛋白质分解，增加食醋中的氨基氮，提高了食醋的质量并降低了粮耗。
3)能源领域的应用
麦糟直接用于燃烧，产生的热能可以用来发电或生产蒸气等能源。用于燃烧的麦糟湿度必须小于55%，燃烧的同时会产生大量的有毒废气如SO2和NOx，引发一系列环境问题。另外，麦糟可以通过先水解然后厌氧发酵分两步产生沼气，其中水解步骤是决定麦糟是否能够完全降解的关键步骤。
4)其它领域的应用 a.木炭生产
Okamoto等研究了用麦糟生产木炭的方法，麦糟先干燥然后加压在低氧的氛围下碳化。由麦糟制成的木炭含81%的固定碳和12%的灰分(包括47%P，22%Ca，14%Mg，13%Si，其他)。热重分析表明，用麦糟制备的木炭的燃烧性能不如用锯屑制备的木炭，因为其燃点较高和燃烧周期较长。
b.造纸和制砖的原料
麦糟富含纤维素可作为造纸和制砖的原料。使用麦糟能够生产一系列高品质的产品如：纸巾、名片和纸杯等；使用麦糟制砖增加了砖的孔隙率并改善了砖的干燥性能而不影响其颜色或质量。
c.吸附剂
吸附过程必须是快速，有效的，且应该使用廉价的吸附剂才能凸显出其优越性。因为麦糟价格低廉，容易获得，已经有少数研究者使用其作为吸附剂。早在1992年，Chiang等人就 使用热解的麦糟作为吸附剂去除废气中的挥发性有机物(VOCs)，其吸附能力与使用椰子壳制备的木炭相当。近年来，Low等研究者研究了使用麦糟吸附废水中的隔和铅，其饱和吸附量分别为：17.3和35.5mgg-1。用Na0H处理的麦糟对福的饱和吸附量为18.94mgg-1，说明碱处理能够提高其吸附能力。Silva等进行了利用麦糟去除废水中染料(Acid orange 7 dye)的研究，该种染料普遍用于造纸和纺织工业，随着工业废水的排放而严重污染环境，研究表明麦糟对AO7的饱和吸附量为30.5mgg-1。因此，麦糟具有作为吸附剂的潜力。
在我国麦糟产量巨大，2002年以来，我国已成为世界上啤酒产量最大的国家。根据标准浓度啤酒计算，每吨啤酒会产生含水分85%的废麦糟220kg。据中国国际啤酒网最新统计数据表明，2009年我国啤酒产量达4236.38万吨，年产废麦糟量约932万吨，预计今后啤酒产量还将大幅度增长，废麦糟的产量也将随之增加。然而这些麦糟在我国一直没有得到很好利用，我国大部分啤酒厂一般直接将湿麦糟低价出售给农户用作饲料，少数厂家将湿麦糟干燥后作为饲料销售，收益甚微。甚至有些厂家以废弃物的形式直接排放湿麦糟，这既浪费了宝贵资源又污染了环境，因此，积极开展麦糟的综合利用具有重要的现实意义。而麦糟作为吸附剂具有一定潜力，采用合适的方法改性麦糟能够大大提高其吸附能力，所以利用改性麦糟来吸附废水中的重金属离子具有广阔的发展前景。
研究麦糟的改性，需要从麦糟的主要成分入手，探讨木质纤维素类物质的改性方法。2.2.2木质纤维素类吸附材料的改性方法
木质纤维素类物质富含羟基的结构特点使得其可以发生一系列的化学反应，制取不同用途的功能高分子材料。木质纤维素类吸附材料是目前功能化高分子材料的重要发展方向之一。这类吸附剂既具有活性炭的吸附能力，又比吸附树脂更易再生，而且稳定性高，吸附选择性特殊，吸附剂价格远低于吸附树脂，因此充分利用地球上最丰富的再生性资源，进一步研制和开发新型的木质纤维素类吸附剂并扩大其应用范围将是吸附剂开发领域的研究重点之一。具体木质纤维素类吸附材料的制备方法如下： 2.2.2.1物理改性方法
表面物理修饰一般是指不利用表面修饰剂而对木质纤维素类物质实施表面修饰的方法，如电磁波、中子流、粒子、β粒子等的辐照处理，以及超声处理、热处理、低温等离子体处理等是常用的木质纤维素类物质表面物理修饰法。物理改性方法仅能改变木质纤维素类物质的某些物理特性，主要是通过改性改善表面结构，生成比表面积大、孔结构规则的吸附剂，以提高其吸附性能。
例如，宋肄业等人用热处理方法改性玉米芯：在800-1000℃下，用惰性气体作为保护气对玉米芯进行热解处理(炭化过程)，以制得活性炭前驱体；然后升温至选定温度，将氮气转换为活化气体(如二氧化碳、蒸汽)开始活化；活化完毕后将活化气体再转换为惰性气体，将试样冷却至室温，用水洗涤，在27-127℃下干燥。另外，低温等离子体作为-种新的结构表面修饰手段，能够快速高效无污染地改变各种高分子材料的表面性能，由于等离子体中高能粒子对 纤维表面碰撞所引起的“刻蚀，作用使得纤维表面粗糙度增大，新生表面积扩大使-些极性基团(如羧基)更多地暴露。王宇的博士论文中描述了利用低温氨等离子体对含2-甲基-5乙烯基吡啶和各种伯、仲氨基的阴离子交换树脂及纤维进行表面处理后，这些高分子功能材料对水、SiO2、SiF2和HCI吸附容量明显增加；此外，弱碱性离子交换纤维经高温水蒸气处理后，表面沟槽丰富，单丝直径明显增加，提高了其吸附动力学性能。2.2.2.2化学改性方法
木质纤维素类物质表面与处理剂之间进行化学反应，改变其表面化学结构和状态，达到表面改性的目的称为表面化学修饰。目前，对于木质纤维素类物质改性研究方面提到较多的还是化学改性。化学改性方法除了可以改善吸附剂的表面结构外，还可以增加活性官能团的数量。在吸附重金属离子的过程中，既存在物理吸附，又有化学吸附，因此化学改性方法比物理改性方法具有更大的优越性。常见的化学改性方法包括最简单的酸、碱、盐浸泡改性法、直接功能化法、接枝共聚功能化法。
1)简单的酸、碱、盐浸泡改性 a.酸浸泡改性
酸浸泡改性应用较为广泛。常用的有机酸有柠檬酸、乙酸，无机酸有磷酸、硫酸、硝酸等。章明奎等用磷酸和柠檬酸对玉米芯和水稻谷壳进行活化处理后对重金属离子进行吸附，结果表明：酸改性处理后水稻谷壳的去除能力显著增强，经酸改性处理后的生物质对铜、铅、锌、福的饱和吸附量可达未处理的1.65-6.54倍。Nasiruddin khan和Farooq，Wahab用浓度为15M的硫酸将玉米芯在150℃下浸泡24h，室温下对Cu2+进行吸附，结果表明：改性后玉米芯对铜离子的饱和吸附量达31.45mgg-1。Leyva-Ramos等将玉米芯粉碎成直径约0.551mm的颗粒，分别用1.0M柠檬酸和硝酸浸泡，常温下对Cd2+进行吸附，结果表明：用柠檬酸活化的效果明显优于硝酸活化的效果，吸附量分别增加10.8倍和3.8倍。通过吸附和解吸循环实验，发现玉米芯对Cd2+的吸附具有可逆性，吸附达到平衡后，将玉米芯在pH值为2的溶液中浸泡，Cd2+能够完全解吸出来，解吸后的玉米芯可以重新用于吸附过程。
b.碱浸泡改性
常用于碱浸泡改性的试剂主要有NaOH、Na2CO3和Ca(OH)2。Tarley等发现用NaOH改性的水稻壳对Cd(Ⅱ)的吸附量为7mgg-1，较改性前的吸附量(4mg·g-1)有明显提高。Kumar和Bandyopadhyay报导了用Na2CO3处理后的水稻壳对Cd(Ⅱ)的吸附量为16.18mgg-1。陈云嫩用Ca(OH)2改性麦糟，发现其对砷和镉有较好的吸附能力，对As(Ⅲ)、As(Ⅴ)及Cd(Ⅱ)吸附的最大吸附量分别为2.125 mg·g-
1、3.059 mg·g-
1、2.166 mg·g-1。章明奎和方利平选用NaOH对玉米芯和水稻谷壳进行处理，发现经过改性处理的生物材料对重金属离子的吸附能力均有一定程度的提高，对几种重金属离子的吸附能力表现为：Pb2+>Cd2+>Cu2+>Zn2+。
c.盐浸泡改性
Batzias和Sidiras分别用20%(w/v)的CaCl2，ZnCl2，MgCl2和NaCI溶液处理山毛样树锯屑，考察处理后锯屑对亚甲基蓝的吸附性能，以Langmuir常数(KL)来衡量，有如下结果：CaCl2处 理后，KL提高至188%；ZnCl2处理后，KL提高至96%；MgCl2处理后，KL提高至82%；NaCI处理后，KL提高至300%。Chubar等也报导了用CaCl2改性的软木粉对Cu(Ⅱ)的吸附量达15.6mg·g-1。另外，Mohanty用ZnCl2改性Terminalia arjuna nuts对Cr(Ⅵ)的饱和吸附量为28.43 mg·g-1。
2)直接功能化法
这种制备方法是利用有机高分子物质本身存在的易反应基团直接或经过简单预处理后与含各种功能基团的小分子进行反应，从而制备高效吸附剂的方法。木质纤维素类物质富含可功能化的羟基，它们经过酸化、酯化、醚化、磺化、磷化、羟基化、胺化可引一系列功能基团。典型的直接功能化法己有广泛应用，如下所述：
a.酯化改性
醇与酸作用生成酯和水，有机化学上称之为酯化(esterification)反应。木质纤维素类物质含有大量的游离羟基，如纤维素大分子的每个葡萄糖基中含有三个醇羟基，表现出多元醇的性质。这些羟基均为极性基团，在强酸液中，它们可被亲核基团或亲核化合物所取代，即发生亲核取代反应，生成相应的酯。采用酯化改性制备木质纤维素类吸附材料所选用的有机酸通常是柠檬酸，因为其廉价、无毒并且含有多个羧基。Marshall等研究者在1999年报道了柠檬酸酯化改性大豆壳用于吸附金属离子的研究，具体改性方法如下：柠檬酸于50℃加热一夜，脱水形成反应活性较高的柠檬酸酯，进而活性酸酐同大豆壳(经过NaOH溶胀预处理)中的纤维素类羟基在120℃反应90min形成酯键并引入羧基官能团至木质纤维素类材料的表面，反应原理如图1-5所示，酯化改性大豆壳对Cu(Ⅱ)的吸附量为1.7mmol·g-1。
此后，有许多学者使用以上同样的方法改性木质纤维素类物质制成高效的重金属离子吸附剂。例如，Low等通过加热的方法使柠檬酸转化为柠檬酸酐进而和木质纸浆中的纤维素类羟基基团反应形成酯键。酯化反应过程增加了木质纤维素表面羧基的含量使得其吸附二价金属离子的能力得到大幅提高。使用酯化改性木质纸浆吸附Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附量分别为24 mg·g-1和83 mg·g-1。Han等使用以上传统方法改性小麦秸秆，发现改性后产物对Cu(Ⅱ)的饱和吸附量为39.17 mg·g-1；Lu等用同样的方法改性草皮(lawng gra)，发现用1mol·L-1的柠檬酸改性的产物对Pb(Ⅱ)的吸附量为1.55mmol·g-1；Zhu等研究了大豆壳的酯化改性，发现酯化改性碱处理后的大豆壳对Cu(Ⅱ)的吸附量为0.77 mmol·g-1，未经碱处理的酯化改性大豆壳对Cu(Ⅱ)的吸附量为0.76 mmol·g-1。
b.氧化改性
木质纤维素类物质含有的游离羟基易被空气、氧化剂等所氧化，在分子链上引入醛基、酮基使功能基团改变。常用的氧化剂有高碘酸盐、次氯酸盐、二氧化氯和过氧化氢等。Maekawa和Koshijima使用高碘酸盐氧化法制备了二醛基纤维素，二醛基纤维素被次氯酸钠进一步氧化。非水溶性的2，3—二羧基纤维素用于吸附重金属离子，其对Ni(Ⅱ)和Cu(Ⅱ)的吸附量分别为：184mg·g-1，和236mg·g-1。后来，Maekawa和Koshijima又使用二醛基纤维素合成了纤维素-氧肟酸衍生物(eellulose-hydroxamic acid derivatives)并研究了其吸附Cu(Ⅱ)的性能，结果表明该物质对Cu(Ⅱ)有很强的吸附能力，吸附量达246 mg·g-1。
c.卤化改性
Tashiro和Shimura利用纤维粉和亚硫酰氯在溶剂DMF(dimethylformamide)中反应合成了氯化脱氧纤维(ehlorodeoxy cellulose)。氯化脱氧纤维能够被乙二胺、硫脲、氨基硫脲、硫代乙酰胺、羟胺和肼功能化。但是纤维素和亚硫酰氯的反应活性很低，因此合成氯化脱氧纤维是很困难的。而纤维素和溴之间的反应活性比和氯的反应活性要高，1999年，Aokil等用6-溴-6-脱氧纤维素合成6-脱氧-6-巯基纤维素和其硫取代衍生物。然后将羧基、氨基、巯基等官能团引入纤维类物质制备成吸附剂，它们吸附重金属离子的性能如下：木质纤维素类物质与2-巯基丁二酸反应生成的含有羧基的衍生物对Cu(II)，Ni(II)和Pb(II)的吸附量分别为：36 mg·g-1，9 mg·g-1，和104 mg·g-1；木质纤维素类物质与半胱氨酸反应生成的含氨基和羧基的衍生物对Cu(Ⅱ)，Ni(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附量分别为：22 mg·g-1，8mg·g-1和28 mg·g-1。
d.醚化改性
木质纤维素类物质的醇羟基能够与烷基卤化物在碱性条件下起醚化(etherifieation)反应，生成相应的醚类化合物。Navarro等改性多孔纤维素载体是通过碱纤维素和有机卤化物反应生成醚的方法。使用该方法，纤维素载体首先和甲醇钠反应生成碱纤维素，碱纤维素随后与有机卤化物、表氯醇反应生成环氧基团有利于与聚乙烯亚胺螯合。制备的吸附剂命名为Cell-PEI，其对Co(Ⅱ)，Cu(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)的吸附量分别为：2.5 mg·g-1，38 mg·g-1和12 mg·g-1。
e.巯基化改性
西未雄巯基化改性方法创始于1971年，并一直沿用至今，没有显著改善。传统的巯基化方法多用于纤维素类物质的改性，其具体方法为：将一定量巯基乙酸，乙酸酐，乙酸及少量催化剂浓硫酸混合加入至待改性的纤维素类材料中，置于38℃的水浴锅中反应，每隔24小时翻动一次，100小时后取出，用蒸馏水洗至中性，抽滤，烘干。Lee和Mowrer以及Celo等人均沿用了此方法制备巯基棉。Yu等人同样是使用以上的传统方法制备巯基棉(TCF)并研究了其吸附各重金属离子的能力，结果表明巯基棉对Cu2+，Pb2+，Zn2+和Cd2+的吸附量分别为7-9 mg·g-1，24-30 mg·g-1，8-10 mg·g-1和14-18 mg·g-1。
3)接枝共聚功能化法
接枝共聚功能化法是以天然或合成有机纤维为基体(内架)，通过化学或物理方法引发大分子自由基，使含有离子交换基团的烯类单体接枝共聚，或使含有反应性基团的烯类单体接枝共聚，然后进一步功能化的方法。引发大分子自由基的方法主要包括物理引发和化学引发。物理引发一般采用高能射线(如60Coγ射线)或高能电子束等辐射引发，也可使用光或机械引发。化学引发通常采用氧化还原引发体系，例如H2O2-Fe2+和高价盐(包括枷KMnO4、Ce4+、V5+、Cr6+等)。Abdel-Aal等使用γ-射线引发丙烯酸在木质纸浆表面的接枝共聚，并研究了接枝共聚物对Fe(Ⅲ)，Cr(Ⅲ)，Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附性能，结果表明：接枝共聚后的木质纸浆对以上各重金属离子的吸附量分别为7 mg·g-1，7 mg·g-1，4 mg·g-1和6 mg·g-1；zhao等利用微波照射(电磁辐射)引发丙烯酸和丙烯酰胺在纤维素表面的接枝共聚，其对Cu(Ⅱ)的吸附量为49.6 mg·g-1；Kubota和Suzuki使用光引发的方法首先将丙烯腈接枝至纤维素表面，然后与三乙烯四胺(triethylene-tetraamine)反应引入三乙烯四胺基团，含有三乙烯四胺基团的纤维素类吸附剂对Cu(Ⅱ)的吸附量为30 mg·g-1； Lin等使用硝酸硝酸铈铵作为引发剂接枝丙烯腈至再生纤维素小球表面，接着进行皂化反应，将主要含有氰基基团(cyano groups)的丙烯腈转化为同时含有氨基化合物（-CONH2)和羧酸盐基团(--COONa)的物质。氨化改性的再生纤维素小球对Cr(Ⅲ)的吸附量为73.5，而羧酸盐功能化的化合物对Cu(Ⅱ)的吸附量为70.5 mg·g-1。2.2.2.3麦糟的改性方法
综合考虑以上各种木质纤维素类物质改性方法，我们首先考虑用最简单的酸碱盐浸泡的方法改性麦糟，之后结合Materials Studio 4.0软件Dmol3模块的密度泛函理论计算结果，我们更倾向于选择柠檬酸酯化和巯基乙酸巯基化的直接功能化方法改性麦糟。而前面所述传统的木质纤维素类醋化方法需要两步反应存在反应时间长的缺点；传统的巯基棉制备方法同样存在反应时间长，催化剂毒性高、易腐蚀设备和碳化麦糟的缺点，而且如何确保巯基不被氧化也是制备过程中的一大难题。
鉴于传统制备方法存在很多缺点，我们拟开辟新的途径以简便、高效、快速地制备酯化麦糟和巯基化麦糟。主要从以下几方面入手：
1)活化剂和反应介质的选择
观察木质纤维素类物质的共同结构特征，我们不难发现纤维素、半纤维素和木质素之间通过包裹与被包裹形成了紧密的结构，并且还有大量的分子内和分子间氢键存在于这三者之间，使得木质纤维素类物质的反应活性不高。因此选择一种合适的活化剂就显得尤为重要。通常，选用NaOH溶液作为木质纤维素类物质的溶胀剂，但是NaOH溶液不能作为反应介质。因此，我们考虑选择一种既可以做活化剂又可以作为反应介质的试剂。DMF刚好符合这个特点，特别是对于柠檬酸酯化的过程，DMF不仅可以做活化剂和反应介质，还可以作为柠檬酸的溶剂。DMF的使用使得麦糟的前处理过程和有机反应过程同时发生，大大节省了改性时间，提高了改性效率。
2)催化剂的选择
传统的酯化改性的方法没有使用催化剂，采用两步法，先脱水生成活性酸酐再发生酯化反应，使得改性周期较长。而传统的巯基化改性方法选用浓硫酸作催化剂，腐蚀设备的同时引起麦糟的碳化。因此，我们把目光投向一些新的盐类催化剂，如次亚磷酸钠和硫酸氢钠。它们的催化原理同浓硫酸一样是质子催化，能大大降低反应的活化能，提高反应速率。但是它们温和的多，容易控制，不会腐蚀设备和引起麦糟的碳化。
3)反应温度的选择 反应温度是改性麦糟过程中需要控制的重要参数，因为反应温度越高，反应速率越快，反应所需的时间越短；然而过高的反应温度会使麦糟碳化同时造成有机试剂的挥发。因此，酯化改性过程中，考察反应温度的范围在80-150℃；巯基化改性过程中，考察反应温度的范围在80-140℃。
4)其他因素的制约
针对巯基化麦糟的改性，我们必须解决的一大难题是反应过程中巯基不稳定、容易被氧化的问题。有以下三种途径可以解决该难题：a.反应全程通氮气保护；b.先将巯基保护起来，反应终了再将其还原出来；c.不用氮气保护，也不用保护基，而是反应终了将被氧化成二硫化物的巯基一步还原成游离的巯基。本研究中，选用的是第三种途径，既节约了成本，又使改性过程简单化。
2.2.3木质纤维素类材料吸附重金属离子的机理
在吸附领域的研究中，吸附机理的研究有助于从众多材料中选择最良好的吸附材料并且对于进一步了解吸过程也是很重要的。Keskinkan等认为，固体吸附剂吸附重金属离子的过程分为3个阶段：溶液中离子向吸附剂表面的传输(液膜扩散)、离子在吸附剂内部的扩散(颗粒内扩散)和离子与吸附剂之间的反应。在吸附的初始阶段，由于初始重金属离子浓度较高，同时吸附剂表面的吸附空位较多，所以离子很容易被吸附至吸附剂的表面，从而表现出较大的初始吸附速率。随后的吸附过程中，吸附速率主要是由重金属离子在吸附剂内部扩散的速率决定，所以吸附速率较慢。
在吸附研究中，吸附动力学和吸附平衡的研究能给吸附机理提供一些重要的信息，可以得知重金属离子与吸附剂的键合方式。由于木质纤维素基材料的独特性质，分子中存在不同的相互作用，所以不同于其它的传统吸附剂，其作用机理较为复杂。纤维类吸附剂的吸附机理主要有静电吸附作用、离子交换作用、配位作用、氧化还原作用等。一种吸附剂可能通过上述作用机理中的一种或多种吸附某一金属离子，而对不同的金属离子的吸附机理也可能不同。总之，纤维素基离子吸附剂的吸附机理主要是由吸附剂的化学组成、被吸附离子的性质和溶液的环境所决定的。
2.2.3.1表面络合机理
吸附过程中起主要作用的是表面络合机理，木质纤维素基吸附剂主要成分是纤维素、半纤维素、木质素及其衍生物，含有羟基、羧基、巯基、氨基等活性基团，这些基团中的氧、硫、氮等原子均可提供孤对电子，与重金属离子在吸附剂表面形成络合物或螯合物，从而去除溶液中的金属离子。volesky研究了马尾藻(Sargaum fluitans)对Cd2+的吸附，通过红外光谱分析证明了Cd2+与藻酸盐中的羧基基团发生了络合作用。2.2.3.2离子交换机理
纤维素基离子吸附剂与重金属离子的交换机理是指吸附剂的表面活性基团在吸附重金属离子的同时，会伴随有吸附剂中其它阳离子的释放。Kuyucak和Volesky报道，用非活性褐藻 吸附Co2+的实验中发现溶液中H+、Ca2+、Mg2+等离子增多，利用红外光谱和X-射线能谱分析证明这是Co2++与H+、Ca2+、Mg2发生离子交换的结果。2.2.3.3氧化还原机理
变价金属离子在具有还原能力的吸附剂上吸附，可能会发生氧化还原反应。虽然此机理目前在木质纤维素基吸附剂的研究中较少发现，但Greene等在生物吸附中研究发现小球藻对Au(Ⅲ)离子具有很高的吸附能力，并且光谱实验表明，吸附金离子后吸附剂上有元素金的存在。在用适当的洗脱液解吸后，只有Au(Ⅰ)离子从吸附剂上脱附。这表明在吸附过程中，Au(Ⅲ)首先被还原为Au(Ⅰ)，然后又被还原为单质金。
2.3粘土矿物
2.3.1粘土矿物材料的结构特征及基本性能
粘土矿物是指粒径小于2μm的含水层状硅酸盐矿物，主要包括伊利石族、蛭石族、高岭石族、蒙皂石族、坡缕石族等矿物。层状硅酸盐矿物具有四面体片(以T表示)和八面体片(以O表示)组成的晶体结构。由一个四面体片(T)和一个八面体片(O)组成的结构单元层称为1∶1型(TO型)，如高岭石、埃洛石和蛇纹石等；由两个四面体片(T)夹一个八面体片(O)组成的结构单元层称为2∶1型(TOT型)，如蒙脱石、叶腊石、云母、蛭石等。另外，还有间层(混层)结构，如蒙脱石等。结构单元层在垂直网片方向周期性地重复叠置构成矿物的空间格架，而在结构单元层之间存在着空隙称层间域。粘土矿物的层间域是一个良好的化学反应场所，它具有层间交换、吸附、催化、聚合、柱撑等特性。粘土矿物的结构单元层(四面体片和八面体片)通常都带有电荷，分为结构电荷(永久电荷)和表面电荷(可变电荷)。结构电荷源于粘土矿物晶格中的离子类质同象置换或晶格缺陷所产生的过剩负电荷，其数量与环境的pH无关，称为永久负电荷。表面电荷一般源于发生在矿物表面的化学变化或表面离子的吸附，与pH有关，称为可变电荷。由于粘土矿物颗粒细微、带有电荷、比表面积巨大和存在结构层间域等，使之具有吸附性、膨胀性、可塑性和离子交换等特殊性能，这些性能使粘土矿物材料得到广泛的应用。
目前，除了继续利用现代谱学理论及技术研究粘土矿物的晶体结构，晶体化学特性及其成因、产状外，矿物学家的兴趣主要集中在研究粘土矿物的宏观表面物化性质，并活化粘土矿物。即通过人工改性，提高其表面活性、发现并扩展粘土矿物的工业应用范围。2.3.2常见粘土矿物结构及性质
目前国内外开展研究的非金属矿物主要包括原生及次生硅酸盐矿物，如蒙脱石、伊利石、蛭石、高岭石、麦饭石、凸凹棒石、蛇纹石、沸石、长石类、钙十字石，此外还有磷灰石等，其中以蒙脱石矿物研究的最多，其余矿物大部分是在近年才开始研究的。下面介绍几种典型非金属矿物的结构和性质： 2.3.2.1蒙脱石
蒙脱石是斑脱岩、膨润土和漂白土中最主要的组成矿物，是由基性火山岩特别是基性火山凝灰岩和火山灰风化而成。在低温热液蚀变过程中相当于低温蚀变的热泉作用，也能形成蒙脱石。许多沉积的或变质的粘土质岩石中也含有大量的蒙脱石。
蒙脱土是一种层状硅铝酸盐矿物，理论组成是SiO2为66.7%，Al2O3为28.3%，属于羟基组成的结构水占5%。主要结构单元为2层硅氧4面体中间夹着1层铝氧8面体，属于2∶1型结构的粘土矿物。微观结构的单位晶胞是由两个Si-O四面体中间夹一层Al-O或Al-OH八面体晶片组成。既有四面体类质同象置换，也有八面体类质同象置换，前者是Al3+(少量Fe3+)代Si4+，后者是Fe3+和Mg2+替代Al3+，类质同象置换使蒙脱石有序度降低、结构不完整性加大，使层间存在带负电的层电荷。为维持电荷平衡，因而可吸附交换性阳离子和极性分子。在含水介质中，交换性阳离子往往以水化离子的形式被晶层表面吸附，蒙脱石吸附的水量取决于层间的交换性阳离子水化能，阳离子水化能的排列顺序为：Al3+>Mg2+>Ca2+>Ba2+>Li+>Na+>K+>Cs+。
蒙脱石的2个相邻晶层之间由氧原子层和氧原子层相接，没有氢键，因而单位晶层之间结合力微弱，水和其他极性分子能进入单位晶层之间引起晶格膨胀。它的结构决定了它具有极大的比表面积，并具有较高的吸附能力。典型的蒙脱石在pH值为7时阳离子交换能力约为80meq/100g，其电荷零点(pHzpc)约为2.5，在一般情况下，其表面呈负电荷。蒙脱石晶体结构如图2.1所示。
2.3.2.2高岭石
高岭石是1∶1层型层状构造硅酸盐矿物。高岭石是一种1∶1型的层状结构硅酸盐矿物，理想化学式为Al4[Si4O10](OH)8，其理论的化学成分为SiO246.5%，Al2O339.53%，H2O13.95%，其结构单元层是由-Al-O(OH)八面体片和-Si-O四面体片组成。如图2.2所示，该类矿物的内部电荷已接近平衡，一般没有层电荷。其单位结构层上下两个面的组成不一样，一面都是氧，另一面都是羟基，单位构造之间靠氢键连接，所以，所有单位构造层中的四面体未共用顶氧都指向相同的方向。
高岭石矿物在自然界分布十分广泛，可以在沉积、风化、蚀变等地质作用下产生。
2.3.2.3凹凸棒土
凹凸棒土是一种含水镁铝碳酸盐粘土矿物。它的理想结构是为：[(CH2)4(Mg.Al.Fe.)5Si8O20(OH)2].mH2O，其晶体结构为硅酸盐的双链结构(角闪石类)和层状结构(云母类)的过渡类型，为2∶1型的粘土矿物。由于晶体结构中存在晶体孔道，内表面及较大，因而具有很强的物理吸附能力。凹凸棒土吸附有机污染物后，填充于其晶体孔道和晶体层间，由于晶体的孔道容量大，因而在重金属废水处理方面具有较大的应用潜力。2.3.2.4硅藻土
硅藻土是一种由古生物硅藻的含硅尸骸沉积而成的天然矿物原料。硅藻土矿的形成经历了上万年的地质变化。硅藻是一种个体很小的生物，一般为1-100μg，硅藻土就是这种生物的残骸沉积物，因此硅藻土也具有不同的生物种属，诸如：直链藻属、小环藻属、圆盘藻属等，这样使硅藻土壳壁上的孔纹结构有很大不同，导致它们的比表面积和孔体积相差很大。从化学结构上来看，硅藻土是一种水合Mg、Al和Si的粘土矿，其主要成份为SiO2，但其在结构上是无定型的，即非晶态的，即由硅氧四面体通过桥氧搭接而成的向三维空间发展的无规则网络结构，在其中存在着SiO44-、Si2O76-等离子团及其聚合物，网络结构中硅氧四面体的聚合程度越低，则非晶体的稳定性越差，反应活性越强。同时硅藻土中还含有Al2O3、Fe2O3、MgO及一定的有机质。硅藻土具有多孔性、低密度、大的比表面积，并且还具有相对不可压缩性和化学稳定性等特殊性质，被广泛应用于冶金、化工建材、石油、食品等工业。
2.3.3粘土矿物的表面物理化学性质 2.3.3.1粘土矿物的电荷
粘土矿物的结构层(四面体片和八面体片)通常都带有电荷。粘土矿物的电荷是使粘土矿物 具有一系列电化学性质的基本原因。粘土矿物的电荷直接影响着粘土矿物的性质，如粘土矿物吸附阳离子的多少决定于其所带负电荷的数量。粘土矿物的电荷分为两类，即结构电荷(永久电荷)和表面电荷(可变电荷)。
（1）永久电荷(结构电荷)永久电荷一般源于矿物晶格中的类质同象置换，但也可以由结构缺陷产生。例如硅氧四体重氧四体中的四价硅离子(Si4+)被三价铝离子(Al3+)替代，或铝氧八面体中的三价铝离子被二价镁，铁离子(Mg2+，Fe2+)等替代，均可以产生过剩负电荷，这种负电荷的故量决定于晶格中的离子替代的多少，与环境的pH值无关，因此称为永久电荷。由于不同粘土矿物晶格中的离子替代情况不同，所以，不同的粘土矿物的永久电荷多少也不同。蒙皂石族矿物每个单位晶胞含有0.25-0.60个结构负电荷，它们主要是源于四面体片中的Al3+对Si4+的替代(贝得石)和/或八面体片中的Mg2+和Fe2+等对Al3+的替代(蒙脱石)。而伊利石因为大约有四分之一的Si4+被Al3+替代，所以，每个单位晶胞中的负电荷为0.6-1。一般地说，高岭石是电中性的，其化学式通常写成指示没有永久电荷存在的形式。粘土矿物的永久(或结构)负电荷大部分是分布在粘土矿物晶层的层面上。
（2）表面电荷(可变电荷)表面电荷一般是源于发生在粘土矿物表面的结构变化，同样，表面电荷也可以由表面离子的吸附产生.表面电荷与pH有关，因此，表面电荷也称为可变电荷。与永久电荷不同，表面电荷不是产生于粘土矿物结构层的内部，而是产生于矿物的表面，如层状硅酸盐矿物边缘裸露的各种醇、端面的断键、1∶1型层状硅酸盐矿物的铝氧八面体基面。表面电荷是由沿粘土矿物结构表面的Si-O断键、Al-OH断键等的水解作用产生的，如O2-与H+成键形成羟基(OH-)。这些具有路易斯酸碱特征的表面羟基是两性的，既能作为酸，也可以作为碱，是产生可变电荷的重要机理。它们可以以下述形式进一步与H+或OH-作用：
S代表Al，Si等表面，反应形成的净电荷可以是正电荷，也可以是负电荷，主要决定于硅酸盐矿物的结构、溶液的pH值和盐度。在相对较低的pH值条件下，样品将具有阴离子交换能力：在相对较高的pH值条件下样品将具有阳离子交换能力。在类似于蒙脱石等2∶1层状粘土矿物中，表面电荷小于总电荷的1%，然而，在象高岭石等粘土矿物(该类矿物中的离子替代量近于零)中，可变电荷构成总净电荷的主要部分。粘土矿物的净电荷是其正负电荷的代数和。由于粘土矿物的负电荷一般都多于正电荷。所以，粘土矿物一般都带有净负电荷。
表面可变电荷是一个不定量，它的电荷性质和数量会随介质的变化而改变，并且可变表面电荷是由层状硅酸盐矿物的羟基铝层基面上的铝醇(AIOH)。硅氧烷基面上由断键产生的硅烷醇(SiOH)、以及边缘裸露的铝醇(AIOH)、铁醇(FeOH)等通过对H+的解吸与缔合产生的，因此，可变表面电荷均分布在粘土矿物的表面，并与相应的H+位置相对应。而粘土矿物的永久电荷主要来自不等价离子的类质同象置换，由于不同矿物不等价离子类质同象置换的位置不同，其产生的净电荷的位置也不同，如蒙脱石的净电荷主要来自Mg2+和Al3+或是Fe2+和Al3+等离子的置换，因此它的电荷土要分布在铝氧八面体片中，而伊利石则不同，它的净电荷主要来自Si-O四面体片中Al3+与Si4+的置换，因此电荷主要分布在Si-O四面体片中。由于净电荷分布的位置不同，对粘土矿物的性能有很大影响。如蒙脱石，由于它的净负电荷主要分布在八面体片中，与层间的水合阳离子有一定的距离，因而它们之间的吸引力也相对较弱，容易与其它离子发生交换反应：而伊利石则不同，由于它的净电荷分面在Si-O四面体片中，K+是被直接吸附在硅氧四面体片上，吸引力相对较大，因而不易发生离子交换反应。
2.3.3.2粘土矿物的吸附性
粘土矿物的吸附性，是指粘土矿物截留或吸附固体、气体、液体及溶于液体中的物质的能力，它是粘土矿物的重要特性之一。粘土矿物的吸附性按照引起吸附的原因不同可以分为三类，即物理吸附、化学吸附和离子交换性吸附。粘土矿物的表面积是影响其吸附性能的重要因素。
（1）粘土矿物的表面积
粘土矿物的表面积多用比表面积来表示，即每克矿物所具有的表面积数，单位是m2/g。与其他矿物相比，粘土矿物的表面积均相对较大，这是因为粘土矿物的板、片状结晶习性和一些粘土矿物具有大的内表面积。不管是外表面积还是内表面积都是能够测定的。通常测定表面积的方法是表面吸附法，即首先把样品脱气，然后再使样品吸附某种物质，同时用仪器监测样品的重量或已被吸附物质的数量。如果在被吸附物质达一分子层厚的点上，吸附的速度不连续，当被吸附物质的截面面积(分子面积)已知，则起吸附作用的总粘土矿物层的表面积就可以测定出来。
通常用N2吸附和BET方程测定的是粘土矿物的外表面积。在脱气样品制备阶段，低温真空条件引起粘土矿物晶层间失水，层间收缩，从而阻止N2进入内晶层表面，结果N2仅仅是吸附在外表面上。所以，用N2吸附和BET方程测定的只能是粘土矿物的外表面积。目前测定N2吸附的方法有两种，一种是静态吸附，另一种是动态吸附。静态吸附是将吸附质(N2)与吸附剂(固体样品)放在一起，达到平衡后测定吸附量。动态吸附是使吸附质(N2)在指定温度及压力下通过定量固体吸附剂(样品)，直到重量不再改变时，所增加的量即为吸附量。再改变压力重复测试，求得吸附量与压力的关系并作图计算。BET理论是流动吸附表面积测定仪的理论基础。
总表面积减去外表面积即为内表面积。总表面积的测定一般采用的是极性分子吸附法如水、乙二醇、甘油等吸附法。
粘土矿物之所以具有各种特殊性质的主要原因是不饱和电荷、大表面积及存在于其中的水化作用水。粘土矿物带有正电荷和负电荷，粘土矿物对阳离子和阴离子的吸附和解吸都受粘土矿物电荷性质的影响。粘土矿物电荷中的可变电荷，尤其是可变负电荷，易受环境的影响。大表面积是粘土矿物的重要特性之一，它与粘土矿物的物理、化学和物理化学性质，如 吸附性、膨胀性和分散性等都有密切关系。
（2）物理吸附
物理吸附是指由吸附剂与吸附质之间的分子间引力而产生的吸附，由氢键产生的吸附也属于物理吸附。物理吸附是可逆的，吸附速度和解吸速度在一定的温度、浓度条件下呈动态平衡。产生物理吸附的原因是由于粘土矿物的表面分子具有表面能。一般而言，大块固体的表面也有吸附现象，只是由于其比表面太小，吸附现象不明显而已。对于高度分散的固体，由于比表面很大，吸附现象就非常明显，原因在于分散度越高，露在表面上的分子数就越多。
（3）化学吸附
化学吸附是指由吸附剂与吸附质之间的化学键力而产生的吸附。阴离子聚合物可以靠化学键吸附在粘土矿物表面上，吸附方式可以有以下两种情形：(a)粘土矿物晶体带正电荷，阴离子基团可以靠静电引力吸附在粘土矿物的边面上；(b)介质中有中性电解质存在时，无机阳离子可以在粘土矿物和阴离子型聚合物之间起“桥接”作用，使高聚物吸附在粘土矿物的表面上。选择性的吸附亦称为专性吸附，它属于化学吸附，受可变电荷表面的电量控制。可变电荷表面指由金属离子和羟基组成的表面，羟基暴露在其表面上。重金属离子可与暴露在其表面的羟基发生配合作用而使重金属离子在表面的富集，若以M代表环境中Cu、Pb、Zn、Cd等污染元素，则粘土矿物对重金属离子之间可能发生的配合作用可以表示为，首先粘土矿物的表面羟基官能团与溶液中的OH-发生水解作用，如式2.2所示，在发生以下反应：
其中S指的是S代表Al，Si等表面，S-OH指的是羟基官能团，因此矿物材料的选择吸附作用与其表面性质密切相关。通常暴露在空气中的矿物表面会迅速发生氧化或碳化，处于水中的矿物易形成可变电荷表面，这往往会提高矿物的表面吸附活性。此外，矿物材料较大的外表面积，孔道内巨大的内表面积和复杂的微形貌特征也有利于选择性吸附作用。
同时在粘土矿物层与层之间是分子引力相联结，重金属离子可以进入层间与SiO-发生配合作用。Dubbin等曾讨论了不同浓度CrCl3(200-2400mol/L)溶液与蒙脱土的作用，并考察了Cr在蒙脱土层间的存在状态，Cr在蒙脱土层间是与硅酸集团中氧形成了层内球状聚合物，硅酸基中氧属于软酸，而Cr属于软碱，因而两者可形成牢固的配合物。Carr的研究表明在溶液中Cr周围的配位体是OH-，而不是H2O，这种Cr-OH配合物具有催化作用，一旦第一个Cr-OH配合物被嵌入内层之后，以后的Cr-OH就容易嵌入内层。溶液中的Cr与OH-形成层间球形聚合物，最终以Cr-O-Si形式而滞留层间。
（4）离子交换性吸附
粘土矿物通常带有不饱和电荷，根据电中性原理，必定会有等量的异号离子吸附在粘土表面上以达到电性平衡。通常，吸附在粘土矿物表面上的离子可以和溶液中的同号离子发生交换作用，这种作用即为离子交换性吸附。最常见的与粘土矿物结合的交换性离子是Ca2+、Mg2+、H+、K+、NH4+、Na+和Al3+等阳离子与SO42-、Cl-和NO3-等阴离子，根据交换性离子的电性不同，可以把离子交换性吸附分为阳离子交换性吸附和阴离子交换性吸附。在重金属污染研究中主要讨论的为阳离子交换性吸附。
阳离子交换容量(CEC)，也即阳离子吸附容量，是指粘土矿物在一定的pH值下能够吸附交换性阳离子的数量，它是粘土矿物的负电荷数量的量度。粘土矿物的负电荷主要有以下成因：1)结构中的类质同象置换；2)边缘和外表面的破键；3)伴生羟基组分的分解。
由矿物结构中类质同象置换产生的负电荷称为永久负电荷，它与pH值和离子活度等条件无关。而由边缘和外表面的破键及伴生羟基组分的分解产生的负电荷称为可变负电荷，它与pH值和离子活度等条件密切相关。粘土矿物层间域所吸附的某些离子是可交换的。有些阳离子能与溶液中的离子进行当量交换，如Na-蒙脱石+Li+→Li-蒙脱石+Na+。这时发生的离子交换是等电量互相交换；阳离子交换性吸附的过程是可逆的，吸附和解吸的速度受离子浓度影响。天然蒙脱石在pH值为7的水介质中的阳离子交换容量(CEC)为70~150mmol/100g(相当于每个晶胞带0.5~1个静电荷)。此外，粘土矿物晶体端面所吸附的离子也具有交换性并随颗粒变细而增大。影响阳离子可逆交换性吸附的因素为以下几点：
1)离子价数对吸附强弱的影响。一般情形下，在溶液中离子浓度相差不大时，离子价态越高，与粘土表面的吸附力越强，即交换到粘土表面上去的能力越强；反之，如果已经吸附到粘土表面上，则价态越高的离子，越难从粘土表面上被交换下来。
2)离子半径对吸附强弱的影响。当价态相同的不同离子在溶液中的浓度相近时，离子半径小的，水化半径大，离子中心离粘土表面远，吸附弱；反之，离子半径大的，水化半径小，离子中心离粘土表面近，吸附强。
3)离子浓度对吸附强弱的影响。离子浓度对吸附强弱的影响符合质量作用定律，即离子交换受每一相中的不同离子的相对浓度的制约。如两种一价离子，其离子交换吸附平衡方程为：[A]s/[B]s=k[A]c/[B]c，式中，[A]c和[B]c是溶液中两种离子的物质的量的浓度；k是离子交换平衡常数，当k>1时，则A被优先吸附。
4)介质的影响。碱性介质的交换量比酸性介质中高，这主要与粘土矿物端面电荷和粘土矿物的表面荷电性有关；Al3+、Fe2O3、呈水化状态的FeO和硫化物等占据交换位置时可造成阳离子交换能力的降低。
5)粒度的影响。粘土矿物样品研磨后颗粒变细，端面破键增多，阳离子交换容量稍显增加，但长时间的研磨容易引起粘土矿物晶格破坏，使交换量减少直到交换作用消失，成为无定形凝胶状物质。
6)温度的影响。温度对交换容量有一定的影响，适当的温度可加大扩散系数，加快交换作用，但温度过高会使粘土矿物的溶解度增大，交换量反而会下降。工业上粘土矿物的阳离子交换通常在常温或稍高一点的温度下进行。虽然粘土矿物中某些离子交换反应是可逆的，但某些离子交换反应是不可逆的，若交换反应不可逆，则正反应与逆反应的吸附等温线是不重合的，这一现象称为迟滞效应(hysteresis)，即反应结果与反应的过程有关。Verburg等对这 一现象进行了总结，根据交换反应时是否存在无机阳离子存在迟滞现象将常见的阳离子分成以下三组：
组内各离子组成的相互交换吸附体系无迟滞现象，而不同组之间的阳离子组成的相互交换吸附体系都存在着迟滞现象。为了解释这一现象，人们先后提出各种吸附机制，包括交换体表面电荷或位置的不均匀性、交换阳离子的水化能的不同、粘土矿物的脱水、结晶膨胀滞后以及准晶体的形成导致空间位阻等。这些假设都有一定的局限，目前对迟滞现象的解释还没有统一的认识。
粘土矿物的阳离子交换容量(CEC)，也即阳离子吸附容量是指粘土矿物在一定的pH值下能够吸附交换性阳离子的数量，包括交换性盐基和交换性氢。CEC的单位是mmol/100g，即每100g干样品所交换下来的阳离子的毫摩尔数。测定粘土矿物的阳离子交换容量的方法主要有醋酸铵淋洗法(NH4+交换法)、氧化镁浸提法(Mg2+交换法)、醋酸钠淋洗法(Na+交换法)和氯化钡浸提法(Ba2+交换法)等。虽然测定的方法各异，但其原理都是一样的，即用中性盐淋洗粘土矿物时，可使其全部的交换性阳离子被淋洗剂的阳离子交换出来。粘土矿物的种类不同，其阳离子交换容量也有很大差别，如蒙脱石的阳离子交换容量一般为70~130mmol/100g，伊利石为10~40mmol/100g，这两种矿物的阳离子交换容量的80%以上分布在层面上(其负电荷主要源于类质同象置换)，高岭石的阳离子交换容量仅为3~15mmol/100g，而且大部分是分布在晶体的边面上(其负电荷主要源于边缘羟基键的水解)。
粘土矿物的阳离子交换容量及吸附的阳离子种类对其胶体活性影响很大，如蒙脱石的阳离子交换容量很大，膨胀性也大，在低浓度下就可形成稠的悬浮体，尤其是钠蒙脱石，水化膨胀性更强；而高岭石，阳离子交换容量低，惰性较强。影响粘土矿物的阳离子交换容量大小的因素有三种，即粘土矿物的类型、粘土矿物的分散程度和溶液的酸碱性条件。
1)粘土矿物的类型。粘土矿物的晶体结构不同，阳离子交换容量也有很大差别。因为在引起粘土矿物的阳离子交换吸附的电荷中，由晶格内的类质同象置换而产生的电荷占有很大的比重，所以可以推断，晶格内的类质同象置换越多的粘土矿物的阳离子交换容量愈大，高岭石矿物，结构内没有类质同象置换现象，故其阳离子交换容量较低；蒙脱石矿物，结构内广泛发生类质同象置换，故其阳离子交换容量较大。
2)粘土矿物的分散程度。同种粘土矿物的阳离子交换容量随其分散度(或比表面)的增加而增加，特别是高岭石矿物，由于其阳离子交换主要是源于由裸露羟基中的氢的离解而产生的负电荷，因而颗粒愈细小，裸露在外面的羟基愈多，阳离子交换容量愈大。相反，蒙脱石的阳离子交换容量受其分散度的影响较小，其原因为它的阳离子交换主要是由于晶格中的类质同象置换所产生的负电荷。
3)溶液的酸碱性条件。在粘土矿物和分散度均相同的条件下，溶液为碱性时，CEC变大。铝氧八面体片中的Al-OH键是两性的，在酸性环境中，氢氧根易电离，结果使粘土矿物表面带正电荷；在碱性环境中，氢容易电离，从而使粘土矿物表面带负电荷。所以当溶液的pH值增高时，溶液中的氢氧根增多，它可以靠氢键吸附在粘土矿物表面上，使表面负电荷增多，从而增加阳离子交换容量。
2.3.4粘土矿物在重金属污染治理中的应用
重金属离子是有毒的，在环境中不易转化。环境中的重金属离子通过各种途径而进入水体，经过水体中各种生物链的富集，最终由水产品进入人体，对人的健康产生危害。除去水中的重金属离子的方法很多。在发达国家，一般运用一些先进的技术来去除重金属，如沉淀-过滤法、离子交换法和膜分离法。但在发展中国家，这些技术因为技术和资金的问题而不能得以广泛运用，因而开发出一种廉价的吸附剂来脱除重金属已经越来越引起科学家们的重视。由于粘土矿物比活性炭及斜发沸石等更为廉价，且具有机械稳定性、多孔隙率、多种表面和结构、分散悬浮性、离子交换性和吸附性等，故用颗粒细小的粘土矿物及改性粘土矿物来转移污染物已经成为人们研究的热点。2.3.4.1粘土矿物材料处理重金属废水的机理
粘土矿物对重金属离子具有超强的吸附能力，归因于其本身的3个特性：表面荷电性、结构通道和高的比表面积。粘土矿物的吸附作用包括选择性吸附(专性吸附)和非选择性吸附(交换吸附)。非选择性吸附属于静电作用，受粘土矿物所带的永久电荷量控制。粘土矿物通常有一定的净负电荷，根据电中性原理，必然会有等量或近似量的阳离子被吸附在粘土矿物层间域或表面以达到电性平衡。一般说来，被吸附在粘土矿物层间域的离子可以和溶液中的同号离子发生交换作用。选择性吸附属于化学吸附，受可变电荷表面的电量控制。层状硅酸盐矿物边缘由断键产生的铝醇、铁醇和硅烷醇，以及1∶1型粘土矿物(如高岭石等)的羟基铝层基面均属可变电荷表面，专性吸附量受介质的pH控制，还与重金属离子的水合能、离子半径、有效水合半径及电价等因素有密切的关系。由于粘土矿物(如坡缕石、海泡石等)中的结构通道和高的比表面积(如蒙脱石为800m2/g，蛭石为750m2/g等)，而使它具有高效吸附性。
2.3.4.2粘土矿物材料在重金属废水处理中的应用
国内外许多学者对粘土矿物材料在含重金属废水处理中的应用做了大量的研究工作。H.Chegrouche等研究用天然膨润土吸附去除水溶液中的镧。A.Mellah等研究了天然膨润土对锌的吸附性能，当锌质量浓度为300mg/L时其单分子最大吸附容量为52.91mg/g。邵涛研究了膨润土对不同价态铬的吸附，Cr3+的吸附符合Langmuir等温式，其最大饱和吸附容量为0.47mg/g，而Cr6+的吸附符合Freundlich等温式；膨润土对Cr6+的吸附能大大低于对Cr3+的吸附能；pH对膨润土吸附铬化合物的行为有很大影响，Cr3+的吸附量随pH的升高而增大；Cr6+的吸附量在pH8时，则随pH的升高而增大。丁述理等研究了影响膨润土吸附重金属离子(以Zn2+为例)的因素，结果表明:在一定条件下，提高吸附温度和溶液的pH值，增加溶液中Zn2+初始浓度和吸附作用时间，提高搅拌速度和减小膨润土的粒度都能不同程度地提高吸附量。沈岩柏等研究了吉林长白山硅藻土对水相中锌离子的吸附过程，结果表明硅藻土对Zn2+有较好的吸附效果，10min左右即可达到吸附平衡，与酸性条件下的效果相比，pH在中性条件下的吸附效果更佳。
TavaniEL等用高岭土研究了对鞣革废水中Cr3+的吸附，高岭土对Cr3+的吸附容量为0.08meq/g。魏俊峰研究了Cu2+在高岭石表面的吸附，吸附量随pH升高而增加，在2.5
伊利石。宋金如等用凹凸棒石粘土动态吸附处理含铀废水，铀的去除率在99.95%以上。
谭光群研究了蛭石对重金属离子的吸附作用。结果表明其具有较强的吸附性能，吸附速度快；pH4.0的弱酸性至碱性条件下吸附效果好；对3种金属离子的吸附顺序为Pb2+>Cu2+>Cd2+；用于处理电镀厂的含铜废水，Cu2+去除率在90%以上。蔡荣民考察了海泡石对Pb2+离子的吸附过程，并对吸附机理进行了深入地研究，认为八面体中OH-结合的Mg2+、沸石型孔道边缘与结晶水结合的Mg2+，均可与重金属离子发生离子交换，从而达到去除的目的。
胡振琪研究了膨润土、海泡石、凹凸棒石对Cd2+的吸附情况，并与土壤对Cd2+的吸附情况进行了对比，对镉吸附量的大小顺序:凹凸棒石>钠基膨润土>海泡石>土壤，随pH的增大，土壤及粘土矿物对Cd2+的吸附量总体上在增大。何宏平等采用了不改变离子浓度、pH值等条件而增加吸附液体积的方法进行了蒙脱土、高岭土、伊利土对Cu2+、Pb2+、Zn2+、Cd2+、Cr3+五种重金属离子的竞争吸附试验研究，蒙脱石对Cr3+、Cu2+有很好的选择性，高岭石和伊利石对Cr3+、Pb2+有较好的亲和力。此外粘土矿物对重金属离子的吸附选择性受矿物的层电荷分布、重金属离子的水化热、电价、离子半径、有效离子半径等因素控制。2.3.4.3吸附剂对重金属离子的选择性
粘土矿物吸附剂对重金属离子具有一定的选择性，这与吸附剂构造、功能团、层电荷的分布及重金属离子在水溶液中的水化热、电价和离子半径等因素有关。一般情况下，蒙脱石、高岭石和伊利石对常见的重金属如Cu2+、Pb2+、Zn2+、Cd2+和Cr3+等的选择性依次为:
同时由于水体中重金属离子一般以水合金属离子、强碱、金属化合物、络合物及金属有机化合物等不同形态存在，这就更加促进了吸附剂的吸附选择性。2.3.4.4吸附剂的改性
由于原矿的吸附能力的局限性，在实际应用中，常常对粘土矿物材料进行改性，其主要 是为了增大表面电荷数和比表面积，扩张结构通道，以提高其表面的吸附能力和粘土的阳离子交换能力，从而提高粘土矿物对重金属离子的选择性或非选择性吸附能力。活性剂的选取主要取决于粘土的特性(包括膨胀系数、层结构)以及表面活性剂(分子大小)。
（1）焙烧改性
在不同温度下焙烧膨润土，可以先后失去表面水、水化水和结构骨架中的结合水，减小水膜对有机物污染物质的吸附阻力，使膨润土的吸附性能发生变化，超过500℃时，将逐渐失去水化水和结构骨架中的结合水，OH-结构骨架破裂，层间的阳离子缩合到结构骨架上，完全丧失了离子交换的性能，其独特的卷边片状物也剥落，有利吸附的构造遭到破坏。而450℃时焙烧膨润土既去除了结构通道中的表面水，又不致破坏结构骨架和卷边构造，提高了吸附性能。
（2）用酸对粘土矿物的改性
用酸对粘土矿进行改性在很早以前就被人们开始研究。朱利中等对酸化膨润土对废水处理进行了较为深入系统的研究。提出膨润土之所以能被活化，是由于蒙脱石的结构特性决定的。当用酸来活化膨润土时，酸便与铝硅酸盐发生物理化学反应，首先是蒙脱石层间的K+、Na+、Ca2+、Mg2+等阳离子转变为酸的可溶性盐类而溶出，从而削弱了原来层间的键力，使层状晶格裂开，晶层间距扩大，孔道被疏通，活性表面增加，膨润土的吸附能力也就显著提高。同时，在酸的作用下，酸中的H+会逐渐置换位于晶格表面的Ca2+和Mg2+，置换后的一部分H+又可被溶液中的Al3+所取代，从而生成吸附能力比H+强得多的铝离子或盐基性铝离子，使活性膨润土的吸附能力更加增强。所以，用酸化法处理可以达到较好的活化目的。有研究表明，经酸处理的蒙脱石的吸附能力有明显的提高，但用酸处理的高岭石提高效率却不明显。而SurajG等通过热活化和酸活化制得的无定形高岭土衍生物可有效吸附Cd2+和Cu2+。刘伟等用酸性膨润土与PAM联用处理重金属废水，处理效果为：Cu2+>Zn2+>Ni2+。
酸性活化法使用比较普遍，对蒙脱石、坡缕石和海泡石均适用，一般是用盐酸或硫酸处理天然膨润土、坡缕石粘土和海泡石粘土。刘频等对云南腾冲硅藻土进行硫酸化改性，系统研究了改性硅藻土对水溶液中Pb2+的吸附作用，结果表明改性硅藻土对Pb2+的吸附作用明显优于原土，且吸附符合Freundlich方程。坡缕石和海泡石在酸的作用下，一方面纤维束发生解离，增大外比表面积；另一方面部分八面体片中的阳离子(Mg2+、Al3+等)受侵蚀溶解，逐渐变为H+取代，成为活性中心，并增大了结构微孔隙。碱活化法主要用于钙基膨润土的钠化改性，即在钙基膨润土中加入碳酸钠，用Na+将膨润土中可置换的高价阳离子Ca2+、Mg2+置换出来，从而提高了膨润土的膨胀倍数、胶质价。夏士朋等采用含碳酸钙硅藻土处理废水中Cu2+、Cr2+、Pb2+和Zn2+4种金属离子。结果表明，碳酸钙含量约为35%的硅藻土是处理含重金属废水的一种很好的吸附剂。
A.Corma等用表面酸浸蚀法处理坡缕石，当60%的八面体离子被溶出时，坡缕石的结构没有被破坏，但其表面积增大了60-200m2/g，浸蚀主要集中在纤维的外表面。彭书传对盐酸活化纯凹凸棒石吸附Cr3+的性能进行了研究，用质量分数为5%的盐酸活化凹凸棒石可使阳离 子交换容量达到最大(0.212mmol/g)；30℃时用质量分数为5%的盐酸活化凹凸棒石对Cr3+的等温吸附曲线同时符合Langmuir方程和BET方程。刘伟用酸性膨润土与PAM联用处理重金属废水，处理效果为Cu2+>Zn2+>Ni2+。R.Naseem等将膨润土经150～200℃活化后，对水溶液中Pb2+的去除率达96%以上。
（3）用腐殖酸对粘土矿物的改性
用腐殖酸对粘土矿物改性的研究很多。用腐殖酸对粘土改性主要是改变粘土的表面结构，以提高粘土对重金属离子的表面吸附。Arias等用腐殖酸(HA)对高岭石进行处理后使其对Cu2+和Cd2+的吸附率都得到了很大的提高。白庆中等也研究了腐殖酸的存在对粘土吸附重金属的影响，发现当溶液中存在腐殖酸与Cd、Cr、Cu、Pb、Ni、Zn、Mn和Hg等重金属共存时，粘土对重金属的吸附能力增强，如用500mg粘土对重金属进行吸附时，在pH值为3的条件下，50mL腐殖酸的存在对Mn的吸附百分数就提高了约6%左右。其原因可能是由于酸性条件下腐殖酸发生解离后与重金属络合，其络合物与粘土颗粒有一定的结合能力，增强了粘土对重金属的吸附能力。
（4）用阴离子表面活性剂对粘土的改性
用阴离子表面活性剂对粘土进行改性的研究也较多。Su.Hsia等用十二烷基磺酸钠改性的蒙脱土吸附处理水溶液中的Cu2+和Zn2+，可知经20mmol/LSDS改性了的蒙脱石的比表面比原矿要大71.4m2/g，表明其对重金属具有更强的亲和力。B.李门楼对硅藻土进行了溴化十六烷基三甲铵改性，并对电镀含锌废水进行了试验研究，探讨了改性硅藻土用量、废水pH等对除锌效果的影响，结果表明：在废水的pH为4.0-7.0，锌质量浓度低于100mg/L范围内，锌去除率可达98%以上。
（5）阳离子聚合体的改性
用阳离子聚合体(柱化剂)交换粘土层层间可交换性阳离子，形成无机层间插入化合物，经加热脱氢、脱羟基，柱化剂转化为金属氧化物，这些氧化物呈柱状将粘土层撑开一个到几个分子的距离，从而增大膨润土比表面积，提高其吸附性能。最常用的阳离子聚合物就是氢氧化铝的聚合物，已有研究证明，经聚铝化合物柱撑了的蒙脱石比没有柱撑的蒙脱石的空间距要大，且热稳定性也要强，比表面积增大，但阳离子交换能力要比没有柱撑的弱，原因是氢氧化铝聚合物的插入导致夹层中正电荷的增加，使蒙脱石的恒负电荷减少。而另有研究表明，氢氧化铝聚合物改性的蒙脱石对Zn2+和Cd2+进行吸附，发现吸附强度比没有改性的要大。
目前已有相关多方面的研究，WinnieMatthes等研究了羟基铝锆夹层和柱状蒙脱石对垃圾处理厂渗滤液中重金属的吸附。有关研究表明：蒙脱石原土对重金属离子具有一定的吸附能力：若蒙脱石—聚合氯化铝交联处理废水中Hg2+、Cr3+、Cd2+，可进一步改善去除效果，并提高固—液分离速度，使低浓度废水中Hg2+等重金属离子的去除率达93.1%。孙家寿等用铝锆交联膨润土对Cr6+进行吸附处理，发现：当pH值为2.5-3.5时，在每升水中加12g吸附剂，吸附30min，吸附效率接近100%。同时，他们将累托石层孔材料用于含Cr3+废水处理，取得理想效果。2.3.4.5影响粘土吸附的因素
影响粘土吸附重金属的因素有很多，归纳起来主要有pH值、吸附时间、吸附温度、重金属离子浓度与吸附剂用量的比值和吸附剂对重金属离子的选择性等。
（1）pH值对吸附的影响
粘土吸附重金属的2种机理都随pH值的变化而变化，因此pH值是影响粘土吸附重金属的一个主要因素。国内外一些研究表明：只有在适宜的pH值，才最有利于吸附，pH值比较低时，因为H+与重金属离子的竞争吸附作用而不利于重金属的吸附，随pH值的升高，粘土吸附重金属的能力也随之增加。但pH值过高，当达到重金属离子的Ksp值后，则难以达到吸附去除作用。余贵芬在研究Cd2+和Pb2+在粘土矿物上的吸附时得出在同一离子强度下，Cd2+和Pb2+在高岭土上的吸附，以及Pb2+在蒙脱土上的吸附随着pH升高而急剧增高。Cd2+在蒙脱土上的吸附也表现出微弱的pH相关性。蒙脱土的金属吸附量随着pH从4到8逐渐增加，从而得出蒙脱土在pH=8下能优先用于处理重金属Cd、Pb污染土壤，处理效应以Cd>Pb。胡振琪在对膨润土、海泡石、凹凸棒石等粘土矿物对重金属Cd的吸附研究中发现随着pH值的增大，土壤及粘土矿物对Cd2+的吸附量总体上在增大，但土壤和膨润土与海泡石和凹凸棒石的吸附曲线不同。海泡石和凹凸棒石随着pH值的增大，其吸附量一直增加，没有出现拐点。而土壤及膨润土在pH值等7处降低，都出现1个拐点，当pH值>8时，吸附量又增大。Barbier等也发现蒙脱石对重金属的吸附在强酸性条件下吸附率较低，但pH值增加，吸附能力就会激剧升高。魏俊峰等做过用高岭石对铜离子的吸附试验，其结果表明，在2.5
（2）吸附时间
吸附时间是影响重金属吸附的最主要因素。适当的增加处理时间可有效的去除重金属离子，但是时间的增加意味着进行水处理时，池体需要相应的加大，这在经济上不划算。因此选取合适的吸附作用时间很重要。一般而言，在开始吸附时，随吸附时间的增加，吸附率会随之增加，但当粘土矿物的吸附达到饱和时，时间再增加，吸附率也不会再增加了。如沈学优等研究膨润土(其主要成分为蒙脱石)、高岭石、伊利石对镍、铜、锌和隔的吸附过程中，在起初的时间里，3种粘土对重金属的吸附都随时间的增加而增加，吸附平衡后，吸附率不再改变。相反有时吸附时间过长反而会出现一定程度的离子“释放”现象，导致上清液中金属离子浓度有上升的趋势。
（3）吸附温度
吸附剂对废水中重金属离子的吸附可分为物理吸附和化学吸附。物理吸附过程是放热过程，降温有利于吸附，升温有利于解吸。化学吸附是以化学键力或氢键力的作用下进行的，其吸附过程是吸热过程，与物理吸附过程相反，升温有利于吸附。物理吸附和化学吸附往往共存于同一吸附过程中，所以选择合适的温度是吸附的重要影响因素。廖仁春等利用高岭石-MBT插层复合体吸Pb2+离子时，发现高岭石-MBT吸附水溶液中Pb2+离子存在一个最佳温度(25℃)。就是因为高岭石-MBT夹层复合体吸附Pb2+离子时，同时发生物理吸附和化学吸附，这就必然使吸附存在一个最佳温度。
（4）重金属离子浓度与吸附剂用量的比值
在一定范围内，C0/M值越大，则单位吸附剂的吸附量越大直至吸附饱和，但越过这一范围可能就适得其反了。同时C0/M值的选取要兼顾重金属离子的有效去除与吸附剂的充分利用，适当提高C0/M值有利于吸附剂的有效利用。一般而言，在吸附剂达到饱和前，随着初始浓度的增加，吸附达到平衡时，被吸附的重金属量是增加的，如JieZhuang等分别用各种改性的蒙脱石、高岭石、伊利石及没有改性的原矿对Pb2+离子进行吸附，发现各种吸附剂对离子吸附量都随Pb2+离子初始浓度的增加而增加。但当吸附剂的吸附达到饱和后，其对重金属离子的吸附量不再变化。而且当初始浓度较低时，随着初始浓度的增加，吸附量增加的趋势也较为明显，当浓度较大时，吸附量随浓度增加而增加的幅度变小。如CynthiaA.Cole等用高岭石对Pb2+和Cd2+的吸附显示出：当金属离子的初始浓度
（5）吸附剂对重金属离子的选择性
如2.3.4章节所示，非金属矿物吸附剂对重金属离子具有一定的选择性，这与吸附剂构造、功能团及重金属离子在水溶液中的状态、大小、键能等因素有关，同时由于水体中重金属离子一般以水合金属离子M(H2O)n+x、强碱、金属化合物、络合物及金属有机化合物等不同形态存在，这就更加促进了吸附剂的吸附选择性。2.3.4.6吸附剂的脱附
吸附剂处理含重金属离子污水后，需要脱附再生才能再次投入使用。同时，脱附也是回收贵重金属的途径。常用的脱附剂主要有3大类：强酸、金属盐和络合物等。强酸如HCl、H2SO4和HNO3作为脱附剂是利用脱附液中大量的氢离子与吸附的重金属离子竞争吸附位点，从而把被吸附的重金属离子从吸附剂上洗脱下来；如PomthongMalakul等对用十六烷基苯甲基二甲基氨改性的蒙脱石进行脱附。当pH值降到3时，吸附在改性蒙脱石上的Cd离子的脱附率达到了99%。罗道成等对吸附了Pb2+、Cr3+和Ni2+的改性膨润土先用0.5mol/LHCl溶液进行洗脱，过滤后再用去离子水洗至无氯离子，烘干，洗脱率可达到94%以上。而金属盐作为脱附剂是利用脱附液中的金属离子与吸附的重金属离子形成竞争吸附，而使重金属离子脱附。Jobstmann等就是利用金属盐NaNO3来脱附吸附了Cd离子蒙脱石和Al(OH)3聚合物改性的蒙脱石的。另外，利用络合物，如EDTA也可以作为脱附剂对重金属进行脱附，它主要是通过对重金属离子的络合作用而进行脱附。不同的吸附剂要选用不同的脱附剂，因而要根据实际情况选用脱附效率最好的脱附剂。2.4赤泥吸附剂的研究现状 2.4.1赤泥的组成、来源与危害
赤泥，氧化铝生产的副产物，因其为赤红色泥状而得名。赤泥是氧化铝生产过程中产生 的最大废弃物，也是氧化铝生产所造成的最大污染源。
每生产一吨的氧化铝大约要产生0.5～2.5吨的赤泥，每吨赤泥还附带有3～4m3的含碱废液。目前全世界每年产生约6000万吨赤泥，我国的赤泥排放量每年为400万吨以上，并且赤泥的总量有逐年上升的趋势。
氧化铝生产过程产生的大量废渣（赤泥）采取湿法排放。大量强碱性废水不论外排注入河湖或渗透地表地下，一方面将严重危害自然环境，造成土壤碱化、沼泽化、污染地表地下水源；另一方面由于大量碱流失，给氧化铝生产造成巨大经济损失。赤泥本身是一种不溶残渣，是由细颗粒（泥）和粗颗粒（砂）组成的废泥。其数量很大，几乎与生产的氧化铝量相等。具有强碱性、高含水量、低强度、产出量高、占用土地量大等特点。赤泥的排放给生态环境造成了严重的破坏，在资源日趋紧张、环境保护日趋重要的当今社会，赤泥的综合治理已成为人们所关注的焦点之一。赤泥中含有多种有价值的成分，大量资源尤其是稀有金属损失在赤泥这一固体废物中。
赤泥的物质组成包括赤泥的化学组成和矿物组成，国内外对赤泥的物质组成进行了较多研究。化学组成取决于铝土矿的成分、氧化铝的生产方法及生产过程中所加入的添加剂等。一般而言，拜耳法赤泥含有较高的氧化铁和氧化铝，矿物组成以针铁矿、赤铁矿为主；烧结法赤泥中氧化钙和二氧化硅含量较高，矿物组成中以β—硅酸二钙为主。表1-1为国内赤泥化学含量一览表。
目前对赤泥矿物物相的研究分析表明赤泥中各元素主要以方钠石(Na2O·Al2O3·1.68SiO2·1.73H2O)、钙霞石(3NaAlSiO4·NaOH)、赤铁矿(Fe2O3)、一水硬铝石〔AlO(OH)〕、金红石(TiO2)、方解石(CaCO3)、水化石榴石(3CaO·Al2O3·ｍSiO2·ｎH2O)等矿物形态存在；赤泥中的稀土稀有金属主要呈分散状态不均匀地分布在赤泥各相中。2.4.2赤泥的可持续综合利用 国外很早就对赤泥的回收利用进行了研究，取得了一些科研成果并实现了工业化生产，国内尽管很早就对赤泥的综合利用进行了尝试，但是目前国内除将部分赤泥用于生产水泥和红泥塑料制品外，绝大部分的赤泥尚未得到有效利用。
概括起来，赤泥可有以下用途：红色颜料、酸性土壤调节剂、有价值元素回收、合成肥料、铸铁生产、建筑材料、水泥、水煤气的催化剂、橡胶和塑料工业的填料、废水、废气的处理等。下面分成几个部分讲述赤泥的利用现状。2.4.2.1回收有价金属
由于国内外赤泥成分的差异，国外对从赤泥中回收有价金属研究较多，有的已投入生产，但国内研究尚未取得较大进展。
（1）回收铁的研究
国外研究最多的是拜耳法赤泥，因其含有较高的氧化铁，首先考虑用作炼铁的原料。前苏联、日本、美国、匈牙利等国家做了许多回收赤泥中铁的研究，并取得一定的进展。
目前国内一些铝业公司也纷纷与各科研所、高等院校合作，致力于铁的回收工艺研究，取得显著成效。
（2）回收钛的研究
赤泥中钛的回收主要利用酸处理法，目前印度、土耳其等国家在盐酸浸取的赤泥矿中提取钛等金属离子的方法已日趋成熟。
国内在这方面所进行的研究报道不多，在这方面的研究还需要进一步开展。（3）提取钪的研究
由于钪在退火状态有较高的强度与密度比值等特点，在现代科技起着重要的作用。钪可以制作成特殊功能材料，广泛用于航天、核能、电光源等领域。把赤泥看作第二资源，从中回收钪等稀土稀有元素具有重要的现实意义。国外正在研究开发从赤泥提取钪和稀土工艺，已取得一定成果，我国则处在研究的起步阶段。2.4.2.2用做生产建筑材料
在我国，赤泥利用比较成功的是生产建筑材料，国内外实践表明，用赤泥可生产出多种型号的水泥。每生产一吨水泥可利用赤泥400kg，根据长期实践，采用湿法工艺生产普通硅酸盐水泥的质量达到普通硅酸盐水泥的国家标准，并具有早强、抗硫酸盐等优越性能。
20世纪90年代初，山东铝厂就已形成水泥生产能力110万吨，每年可处理赤泥量为35万吨。
利用赤泥为主要原料可生产多种砖，如免蒸烧砖、粉煤灰砖、黑色颗粒料装饰砖、陶瓷釉面砖等。赤泥在建材工业中还有许多其它用途，如生产玻璃、制塑料填料、防渗材料、铺路等，目前已有部分投入生产运营。不过目前赤泥的使用量仍很低，这是由于赤泥中含有大量碱液，有的赤泥中尚含有U、Th、Sc、La、Y、Ta、Nb、Cr等放射性元素和稀有金属，如长期处在这类建材中，将直接危害人体健康。2.4.2.3赤泥在农业中的应用
烧结法赤泥经脱水、在120～300℃烘干活化并磨至粒径为90～150μm而制成硅钙农用肥料。其主要作用机理是通过改善植物的细胞组织，使植物形成硅化细胞从而改善作物果实的品质，提高农作物生育的生理效能和抗逆性能、提高产量。实践表明，使用在缺硅的土壤中可使农作物增产8%～15%。但目前对这一技术很少使用，其原因是长期使用容易引起渗漏，从而造成地下水污染。由于赤泥中含有的碱分，也可用于酸性土壤的改良剂。2.4.2.4赤泥在环境保护中的应用
拜耳法赤泥经热处理后可形成多孔结构，其比表面积可达40～70m2/g。正由于其具有多孔结构和较大的比表面积，所以可用于环境污染治理。国内外已有许多专家致力于赤泥吸附剂对废水净化应用的研究，利用赤泥吸附剂对废水的砷、镉、磷、氟等的去除。
但由于赤泥本身含有大量的化学物质，用于废水中起吸附作用的赤泥存在于水中势必对水的浊度和毒性有一定的影响，因此就目前的技术条件，直接使用赤泥作为废水的净化剂在实际运用中是不可行的。
可以用赤泥处理的废气有SO2、HS、NOX、CO2等污染气体，处理效果较为显著。2.4.3赤泥吸附剂的应用 2.4.3.1赤泥水处理吸附材料
目前，越来越多的人将目光关注到了赤泥在环境工程领域应用上面，主要研究了赤泥在污水和废气的治理方面的应用，“以废治废”的研究目前正在逐渐引起国内外的重视。
（1）作为某些废水的澄清剂
印度的Namasivayam开发了非常规的吸附剂赤泥用于去除水中的染料和重金属。废物赤泥作为吸附剂，用蒸馏水充分洗涤去除其中的细小颗粒(
（2）去除重金属离子
VinodK.GUPTA等人研究并讨论了在从水中去除金属离子的过程中多种因素的影响。其试验方法为，赤泥首先在室温下用过氧化氢浸泡24小时，氧化成粘着状的有机混合物，并反复用双倍蒸馏水冲洗。所得产物在100℃下干燥，冷却，之后再于马弗炉中与空气接触在500℃活化3小时。这其中包含的影响因素有pH值、吸附剂量、吸附液浓度、温度、粒径大小等。对于其它共存的金属离子或者表面活性剂在去除Pb2+和六价铬离子过程中的影响也进行了研究。结果表明，赤泥能够成功地去除较大浓度范围的Pb2+和六价铬离子。吸附柱研究结果也表明此种产品可在工业规模下使用，吸附剂的再生效果较好。
土耳其的H.SonerAltundogan进行了利用赤泥作为砷的可替换的吸附剂的研究。对于原料赤泥用蒸馏水淋洗五次，其过程为混合、沉淀、倒出，最后所得的悬浮物经过滤得到残余固体，在105℃下烘干，在研钵内研磨，筛滤全部通过200目筛子。经试验发现处理过的赤泥具有吸附三价砷和五价砷的特性。在25℃，浓度为133.5μmol/L(10mg/L)，赤泥剂量为20g/L时，三价砷和五价砷吸附平衡时间分别为45分钟和90分钟。其最适宜pH值分别为9.5和3.2。其相应的吸附密度分别为4.31和5.07μmol/g。对于砷的这两种价态的物质，其平衡时间均符合Lagergren方程。吸附等温线试验也表明实验数据很好的符合了Langmuir方程。基于温度试验的数据进行的热力学计算指出三价砷的吸附反应为放热反应，而五价砷的吸附反应为吸热反应。
土耳其的Resatapak使用赤泥和粉煤灰作为廉价吸附剂，研究吸附去除污水中的重金属离子的可能性。将赤泥用水淋洗至中性pH值，在进行吸附试验之前烘干并筛分。赤泥也需进行酸化处理，经水洗并烘干的赤泥置于10％的盐酸溶液中，沸腾2小时，过滤，用水洗涤，筛分。在600℃时马弗炉内焙烧4小时，所得活化后赤泥大部分用湿法筛分的粒径均小于200目。对于重金属混合溶液吸附的研究表明赤泥和粉煤灰已经显示出了对于重金属较强的吸附能力，其吸附性能排序为：Cu＞Pb≥Cr。实验所得的Langmuir方程拟合吸附量基本与金属吸附等温线模型相吻合。赤泥对于铜、铅、铬金属的吸附基本上是不可逆的，金属不可能从其中浸出，而后进入碳酸或者重碳酸盐缓冲溶液。但这些载有金属而失效的赤泥需经固化成为对环境无害的安全状态，这样就同时达到了污水处理和固体废弃物处置两方面的目标。
西班牙的E.Lopez等人用制得的湿润赤泥与CaSO4形成在水中性质稳定的凝聚物研究了其对于重金属的吸附，对于Cu2+、Zn2+、Ni2+和Cd2+离子，赤泥的这种凝聚物表现出了较强的亲和力。赤泥凝聚体对于Cu2+、Zn2+、Ni2+、Cd2+具有最大的吸附能力分别为19.72、12.59、10.95、10.57mg/g。在吸附柱实验中，将赤泥凝聚体装入吸附柱中，对于城市污水处理场的二次出水进行了渗滤处理，对于P、Ni2+、Cu2+、Zn2+的净化效率分别为100％、100％、68％、56％。
（3）去除水中无机盐离子
赤泥作为一种廉价的吸附剂用于磷酸盐的吸附，在70年代末就已经引起重视。当存在较大剂量的赤泥时，对于去除生活污水中的磷具有很好的效果。然而由于一些赤泥颗粒仍然存在于水中，使得水体浑浊且有毒性，并且极大地限制了污泥的产生。由此，直接利用赤泥作为一种工业磷酸盐的沉淀剂是不可行的。土耳其的G..Akay等人采用正交流动微量过滤法去除水中的磷酸盐，利用赤泥作为其中的吸附剂。结果表明，磷酸盐离子在此过程中表现为赤泥胶体颗粒的絮凝剂，因此块状赤泥过滤的结果为压缩性滤饼的形成。磷酸盐与赤泥浓度的比率以及硫离子等协同离子的浓度可以对调整pH值有一定的作用。在一定的浓度和pH值条件(一般pH值为5.2)下，渗透流量和磷酸盐去除两者均达到最大值，即为100％去除。渗透液中 还包含赤泥中的金属离子杂质，这些金属粒子的浓度随赤泥浓度的增加、pH值的降低而增加。
西班牙的E.Lopez等人对于赤泥用于废水处理的可能性进行了评估。制备了赤泥和8％硫酸钙的润湿混合物，用此种凝聚物对磷进行吸附实验，接触时间分别为3、6、24、48小时，结果表明在快反应和慢反应中吸附均是可行的。同样地，将保留在赤泥凝聚体吸附柱上磷的实验吸附曲线与MCMFIT模拟示踪曲线进行对比，表明快吸附反应和慢吸附反应均可发生。综合考虑快吸附反应和慢吸附反应动力学，实际磷的保留是可以预测的。美国用碱性的赤泥除去HF、AlF3、碳氟化合物冷却剂等制备过程中产生的含氟酸性废水。含碱液的赤泥浆能有效地沉淀溶液中的F-，形成近中性的浆，其含氟量由原来的3500mg/L下降到30mg/L。该方法比通常的石灰法更有效。
（4）吸附废水中的放射性金属离子
土耳其的ResatApat等人研究用赤泥吸附水中的放射性元素Cs137、Sr90。赤泥使用前要经过水洗、酸洗、热处理三个步骤，以产生类似吸附剂的水合氧化物。赤泥的表面处理有助于Cs137吸附，但热处理对赤泥表面吸附Sr90的活性点不利，导致对Sr90吸附能力不高。据日本报道，用酸活化过的赤泥吸附水中的铀然后用碱液解析，铀回收率达97%，使用过的赤泥可用35%盐酸再生。
上述研究报道表明，赤泥处理废水的适应面广，既可处理含放射性元素、重金属离子、非金属离子废水，也可用于废水的脱色、澄清，而且经赤泥处理的废水达到排放标准。另外，使用过的赤泥可完全(或部分)再生。赤泥处理废水的方法简单、成本低，使用前景较好。2.4.3.2赤泥废气吸附材料
赤泥治理废气的方法可分为干法、湿法两种。干法是利用赤泥中的某些组分的吸附能力吸附废气，湿法是将赤泥中的碱成分与酸性气体反应，不论干法还是湿法处理废气的效果都较好。可用赤泥处理废气的种类包括二氧化硫、硫化氢、氮氧化物、二氧化碳等污染气体。
日本曾将赤泥在105℃干燥，然后在450℃焙烧1h活化。活化后的赤泥可应用于500℃下吸附流量为106～115mL/min、含量为18%的来自火力发电厂、制造业烟囱中的SO2，脱硫效率为100%。循环10次后，脱硫效率仍达93.6%。
采用拜耳法赤泥脱除废气SO2的研究。干法脱硫时，每公斤赤泥吸收SO2为11.3g，脱硫率50%；湿法脱硫时，每公斤赤泥吸附SO2为16.3g，脱硫率约90%，Shultz.ForestG.曾研究赤泥脱除537.8～815.6℃的废气中的H2S。在537.8℃、676.7℃、815.6℃下分别吸附16.0%、24.0%、45.1%(wt.)的H2S，使用过的赤泥可用空气完全再生。
另外国外近期开展的研究还表明赤泥在氮氧化物吸收和二氧化碳的吸收上具有一定的作用。
3.吸附材料概述
3.1概述
3.1.1 吸附材料的种类
4.案例及市场分析
4.1概述
4.1.1 吸附材料的种类
5.技术方及相关专利
