聚丙烯酰胺類復合材料吸附重金屬離子的應用進展

苗家兵，郭昭華，王永旺，李依帆

隨著工業的發展，重金屬離子如Pb2+，Cu2+，Cd2+等引起的環境問題日趨嚴重，如何消除它們的危害并有效地回收已成為環保工作面臨的突出問題［1］。處理重金屬離子常用的方法有沉淀法［2-3］、絮凝法［4］、電解法［5-6］、萃取法［7］、離子交換法［8-9］、膜分離法［10］等。這些方法雖然在特定條件下對重金屬離子的處理效果較好，但也存在工藝復雜、成本高、難重復利用、易造成二次污染、選擇性差等問題，特別是對低濃度重金屬離子的處理效果不佳。相比之下，吸附法以其操作簡便、適用性廣、處理周期短、去除率高、選擇性好等優點，在重金屬離子處理領域受到高度關注［11-12］。目前用于重金屬離子吸附的材料種類較多，如碳質類、礦物類、金屬氧化物類、高分子類等［13-14］，但這些吸附材料存在吸附效果不佳、重復利用率低、成本高等不足，限制了吸附法在重金屬處理中的廣泛應用。近年來，聚丙烯酰胺（PAM）在重金屬離子的分離和回收中的應用逐漸成為吸附研究的熱點［15-16］。研究發現，PAM的吸附來自于—CONH2水解產生的羧基與重金屬離子間的相互作用［17］。為增強PAM與重金屬離子間的相互作用，實際應用中常需對PAM進行處理，以便引入其他功能基團或官能團，提高它的吸附性能。

1 吸附重金屬的PAM類復合材料的研究現狀

PAM所含—CONH2的N原子帶有孤對電子，使其能通過絡合作用實現對重金屬離子的吸附，但由于N原子與C==O的共軛效應，使電子云密度降低，導致絡合作用減弱進而降低了吸附能力。為提高PAM吸附重金屬離子的能力，常在PAM中引入高效、有選擇性的特定功能基團組成具有高吸附容量的PAM類復合吸附材料。

1.1 改性型PAM類復合吸附材料

利用帶有磺酸基、羧基等功能基團的單體對PAM進行改性處理制備改性型PAM類復合吸附材料，使其可通過離子交換、表面絡合及靜電引力等作用吸附重金屬離子。魯丹萍等［18］利用2-丙烯酰胺基-2-甲基-1-丙烷磺酸（AMPSA）改性處理PAM得到帶有磺酸基的改性PAM吸附劑。該吸附劑對Cu2+的吸附量達1.14 mmol/g，而未改性的PAM對Cu2+的吸附量為0.84 mmol/g，可見改性后PAM的吸附能力明顯增強。蔣翔等［19］則利用氨基硫脲對PAM進行功能化改性得到了以PAM為主鏈，側鏈帶螯合基團的改性樹脂，并采用動態吸附法測定了該樹脂對Ag+，Hg2+，Pb2+的吸附性能。Milosavljevi?等［20］采用自由基聚合法合成了用于吸附Cu2+和Cd2+的聚（AM-甲基丙烯酸酯）（AM：丙烯酰胺）吸附樹脂，該吸附樹脂對Cu2+和Cd2+的吸附量分別為24.05 mg/g和32.99 mg/g，吸附滿足準一級動力學方程。而Liu等［21］則利用親和加成法制備了對Cu2+，Pb2+，Cd2+的去除率分別為100%，99.9%，99.5%的PAM-尿素-磺胺螯合吸附劑。孫林等［22］則通過懸浮聚合法合成了甲基丙烯酸甲酯（MMA）與AM的共聚物PMMA/AM，再經羥胺改性制備了含羥肟酸功能基團的改性樹脂PMMA/AM/HOA，并通過溫度、吸附時間、pH和金屬離子濃度等因素考察了它吸附Hg2+和Cd2+的性能。結果表明，PMMA/AM/HOA對Hg2+和Cd2+的吸附量分別為0.822 mmol/g和0.384 mmol/g，吸附過程符合準二級動力學方程和Langmuir吸附等溫模型。

1.2 非金屬礦物/PAM類復合吸附材料

為充分利用非金屬礦物與PAM的協同吸附效應，將有一定吸附能力的硅藻土、膨潤土、沸石等非金屬礦物與PAM復合制備非金屬礦物/PAM復合吸附材料，顯著提高了材料吸附重金屬離子的能力。周奇［23］利用蒙脫石（MMT）片層面與PAM鏈上的—CONH2產生氫鍵、靜電引力和配位的作用，使PAM分子鏈間交聯，并結合原位聚合和反向懸浮法制備了Na-MMT/PAM-PAA復合吸附劑（PAA：聚丙烯酸），并通過溶液pH、共存離子、初始離子濃度、吸附時間等因素系統研究了Na-MMT/PAM-PAA對重金屬離子的吸附性能。杜秀娟等［24］以鈣基膨潤土為原料、Na2CO3為鈉化劑、AM為單體合成了PAM/鈉基復合膨潤土復合吸附劑，并采用單因素法確定了吸附Pb2+的優化條件。結果表明，吸附量隨膨潤土含量的增加而增加，膨潤土含量為90%（w）的復合樹脂對Pb2+的吸附量達118.35 mg/g。陳巖等［25］采用溶液聚合法制備了PAM/ATP（ATP：凹凸棒黏土）復合吸附材料，并通過考察它對Hg2+的吸附性能優化了制備條件。結果表明，與ATP相比，PAM/ATP對Hg2+的吸附量增大了6倍以上，飽和吸附量達135.5 mg/g。何文娟［26］采用原位聚合法合成了對Pb2+吸附率達98.4%的黃土基PAM。Liu等［27］則通過反相懸浮聚合法合成了對Pb2+的吸附量達35.94 mg/g的ATP/聚（AA-AM）（AA：丙烯酸）吸附劑。王彩等［28］利用微乳液法合成了羥基磷灰石（HA），再利用PAM對HA改性，得到一種對Cu2+去除率可達99.91%的PAM/HA復合吸附劑。

1.3 天然高分子/PAM類復合吸附材料

將含有大量—COOH、—OH等功能基團的纖維素、殼聚糖（CTS）、淀粉等天然高分子通過接枝或交聯的方式與PAM復合得到天然高分子/PAM類復合吸附材料，也可顯著提高吸附重金屬離子的能力。郭逗逗等［29］以甲基丙烯酸（MAA）、AM和烯丙基磺酸鈉（SAS）對CTS進行接枝改性，合成了高效吸附Cu2+的CTS-g-MAA/AM/SAS復合吸附劑。在吸附劑粒徑為0.074～0.200 mm、Cu2+質量濃度4 000 mg/L、pH=6的條件下，該吸附劑對Cu2+的最大吸附量為823 mg/g。秦貞貞［30］利用水熱法合成了淀粉接枝PAM復合吸附材料。該復合吸附材料吸附Pb2+的實驗結果顯示，吸附量達423.8 mg/g，吸附過程符合Langmuir等溫吸附模型，即單分子層吸附。Saber-Samandari等［31］通過自由基聚合法合成了一種淀粉接枝PAM復合水凝膠，對Hg2+的飽和吸附量達8.6 mmol/g，且吸附過程滿足準二級動力學方程和Freundlich等溫吸附模型。韓心強等［32］同樣采用自由基聚合法制備了木粉/CTS-g-P（AA-AM）復合吸附劑，該吸附劑對Pb2+的吸附率達99.71%，吸附量達2.52 mmol/g。鞠榮等［33］則利用接枝共聚法合成了一種對Cr6+的吸附量達805.4 mg/g的蔗渣接枝PAM復合吸附劑。

1.4 納米材料/PAM類復合吸附材料

通過將具有超高比表面積的石墨烯（GO）、SiO2、Fe3O4等納米材料引入PAM中，改變了PAM的結構，增大了比表面積，使其表面的活性吸附位點數量增多，同樣可顯著提高PAM吸附重金屬離子的能力。Tiwar等［34］將超順磁性納米顆粒負載到PAM上，得到一種對Pb2+的吸附率達98%的復合吸附劑。Xu等［35］采用γ-射線輻射法合成了PAM-g-GO復合凝膠，該復合凝膠對Pb2+具有優異的吸附能力，pH=6時，吸附量達819.67 mg/g，吸附過程符合Langmuir等溫吸附模型。李云龍等［36］通過原位溶膠-凝膠法合成了PAM/SiO2復合樹脂，并對其進行磺甲基化改性得到復合吸附樹脂SPAM。通過正硅酸乙酯用量、離子濃度、樹脂用量、吸附時間等因素考察了SPAM對重金屬離子的吸附性能。粟燕等［37］則研究了納米Al（OH）3/PAM復合絮凝劑對Cd2+的吸附性能。結果表明，吸附在 120 min內達到平衡，且吸附動力學數據符合準二級動力學模型；吸附速率的控制步驟是吸附-脫附平衡步驟；吸附等溫線數據與Langmuir 等溫吸附模型一致。朱倩等［38］以N-羥甲基丙烯酰胺（HMAm）和2-丙烯酸羥乙酯（HEA）為共聚單體，采用60Co-γ射線低溫輻照法，得到新型聚合物水凝膠P（HMAm/HEA），并運用原位沉淀法制備了用于吸附重金屬離子Pb2+和Cu2+的納米復合水凝膠HMO-P（HMAm/HEA）。

2 PAM類復合材料在重金屬離子吸附中的應用

2.1 用于Pb2+的吸附

為達到“以廢治廢”的目的，Jiang等［39］將P（AA-co-AM）接枝共聚到粉煤灰（FA）表面，制備了FA/P（AA-co-AM）復合水凝膠。在制備過程中只以FA為交聯劑，大大降低了成本并能改善復合水凝膠的機械穩定性；此外，由于所制備的FA/P（AA-co-AM）同時引入了具有離子交換與絡合吸附雙重作用的—COOH和—CONH2，使其對Pb2+具有優異的吸附能力。在pH=4、Pb2+質量濃度為100 mg/L的溶液中，飽和吸附量為0.184 6 mmol/g。SEM分析顯示，FA顆粒完全包裹在P（AA-co-AM）中并形成三維孔洞結構，有利于Pb2+從表面擴散到內部與—COOH或—CONH2結合從而實現對Pb2+的高效吸附。研究結果表明，溶液的pH不僅影響官能團和Pb2+在溶液中的存在形式，還影響H+與Pb2+競爭吸附的強弱，進而會影響對Pb2+的吸附效果。當pH＜ 2時，羧基主要以—COOH的形式存在，不利于與Pb2+發生離子交換和靜電引力作用；同時，過高的H+濃度會加劇H+與Pb2+競爭FA/P（AA-co-AM）表面上的活性吸附位點。因此，pH越低越不利于吸附。隨pH的升高，FA/P（AA-co-AM）對Pb2+的吸附能力逐漸增強。這是因為pH升高，促使—COOH解離成—COO–，使水凝膠表面負電荷逐漸增加，有助于通過靜電引力吸附Pb2+。但pH過高也不利于吸附，因為此時部分Pb2+會以Pb（OH）2沉淀的形式存在，相當于降低了Pb2+的初始濃度，導致吸附效率降低。劉志等［40］在研究PAM接枝絲瓜絡水解產物吸附Pb2+時同樣發現，吸附量隨pH的增大而增大，pH=5時，對Pb2+的飽和吸附量為887 mg/g。通過對吸附前后的試樣進行XPS表征發現，該吸附過程是通過—COO-與Pb2+間的靜電作用實現的。采用 Langmuir和 Freundlich 等溫吸附模型擬合實驗數據，結果顯示，吸附更傾向于單分子層吸附，即滿足Langmuir等溫吸附模型。動力學研究表明，該吸附的動力學符合準二級動力學方程。

通過吸附溫度對吸附效果的影響可確定PAM類復合材料吸附Pb2+是吸熱還是放熱過程。劉志江等［41］在25，35，45 ℃下采用靜態吸附法考察了溫度對硅藻土/PAM復合吸附劑吸附Pb2+的影響。結果表明，平衡濃度相同時，溫度越高吸附量越大，升溫有利于Pb2+的吸附，說明此吸附為吸熱反應。而王玲芝［42］在研究PAM改性的單寧（PAMT）對Pb2+的吸附時發現，隨溫度的升高，吸附量呈下降的趨勢，這表明PAMT對Pb2+的吸附是自發放熱的過程。

肖海燕等［43］在研究鈉基膨潤土/PAM復合樹脂吸附Pb2+時發現，隨膨潤土用量的增加，復合樹脂對Pb2+的吸附量呈先增大后減小的趨勢，最高吸附率達99.4%。吸附過程的前2 h符合Freundlich等溫吸附模型，而后2 h則更符合Langmuir等溫吸附模型。

楊文等［44］利用SEM表征了硅藻土經PAM改性前后的變化。結果表明，PAM能有效改變硅藻土的表面性質及孔隙結構，有利于吸附粒徑較小的重金屬離子。在改性所得的PAM/硅藻土處理高濃度Pb2+模擬廢水實驗中，隨Pb2+初始濃度的增加，原土和經PAM改性的硅藻土兩種吸附劑的吸附容量均明顯增大。原因是高濃度Pb2+增加了Pb2+與吸附劑接觸的幾率，使Pb2+從水相—固液界面—孔隙—吸附劑內部基團發生反應的時間縮短。段雅麗［15］研究鈉基膨潤土改性PAM復合樹脂吸附Pb2+時同樣發現，吸附量隨Pb2+初始濃度的增大而增大，近似呈線性關系。

將石墨烯、MnO2等納米材料與PAM復合，以充分利用納米材料的“表面效應”使復合材料的表面積擴張，暴露出更多的活性吸附位點，能顯著提高材料吸附重金屬離子的能力。張俊麗［45］以GO為填料，天然生物高分子CTS和AM為單體，通過原位聚合法制備了CTS-g-PAM/GO復合水凝膠。GO的加入在提高材料力學性能的同時又引入了—COOH、—OH等利于吸附的基團，與CTS和AM上的酰胺基起協同作用，從而使CTS-g-PAM/GO可以通過螯合作用、離子交換和靜電引力等作用實現對 Pb2+的吸附。Diao 等［46］利用 MnO2納米線獨特的結構與P（AA-AM-AMPSA）復合，使水凝膠表面結構發生改變，從而提高復合材料的吸附量。MnO2納米線負載到P（AA-AM-AMPSA）所得的復合水凝膠表面粗糙，呈波浪狀，這種結構使水凝膠的表面積擴張，有利于對Pb2+的吸附。

2.2 用于Cu2+的吸附

Tiwar等［47］將負載 Fe3O4納米顆粒的 PAM/馬來酸酐復合水凝膠用于去除廢水中的Cu2+。隨pH的增大，H+與Cu2+間的競爭吸附減弱，同時凝膠表面聚集的正電荷減少使H+與Cu2+間的靜電斥力作用也減弱，有利于吸附Cu2+。因此，去除率隨pH的增大而增大，pH=5.5～6.5時，Cu2+的去除率達98%。溫度升高使官能團質子化和去質子化作用增強，導致凝膠表面產生更多的活性位點，使Cu2+的吸附量明顯增加。但溫度高于25 ℃后，由于Cu2+與活性位點間的結合力減弱又使吸附量降低。實驗結果說明，離子交換作用在此吸附-解吸過程中起主要作用。Milosavljevi?等［20］將自由基聚合制備的聚（AM-甲基丙烯酸酯）吸附劑用于吸附Cu2+，在pH=5、吸附劑用量為300 mg時，該吸附劑對Cu2+的最大吸附量達24.05 mg/g，且吸附滿足動力學準一級方程。FTIR表征結果顯示，—COOH和—NH2均參與了對 Cu2+的吸附。Orozco-Guare?o等［48］研究了P（AA-AM）水凝膠對Cu2+的吸附性能。該水凝膠對Cu2+的飽和吸附量達121 mg/g，吸附過程遵循準一級動力學方程和Langmuir等溫吸附模型。通過XPS對吸附前后的P（AA-AM）進行表征，結果顯示，—COOH和—CONH2與Cu2+配位形成絡合物從而實現對Cu2+的吸附。Singh等［49］用腐殖酸鈉-AA-AM復合樹脂吸附廢水中的Cu2+，當Cu2+初始質量濃度為1 000 mg/L時，該復合樹脂對Cu2+的吸附量達299 mg/g，吸附過程符合Langmiur等溫吸附模型，吸附是通過離子交換和絡合作用完成的。Zhao等［50］以AM、植酸（PA）和多巴胺（PDA）為單體制備了可快速檢測和吸附Cu2+的復合水凝膠PAM-PA-PDA，該復合水凝膠對Cu2+的飽和吸附量達（231.36±4.70）mg/g。李海明［51］研究了 PAM/CTS 復合材料的制備及其吸附Cu2+的性能。與交聯CTS相比，PAM/CTS對Cu2+的吸附量明顯提高且隨交聯劑用量的增加而降低。動力學研究表明，PAM/CTS吸附Cu2+的過程符合準二級動力學方程，就整個吸附過程而言，粒子內擴散是PAM/CTS吸附過程的速率控制步驟；熱力學研究表明，PAM/CTS對Cu2+的吸附符合Langmiur等溫吸附模型，平衡吸附量隨Cu2+初始濃度的增大而增大。Ma等［52］研究了經乙二酸四乙酸二鈉改性的CTS/PAM復合水凝膠吸附Cu2+的性能。改性的CTS/PAM對Cu2+的吸附是通過離子交換實現的，最大吸附量達99.44 mg/g，吸附過程滿足Langmuir等溫吸附模型和準二級動力學模型。

2.3 用于Cd2+的吸附

鄧紅梅等［53］研究發現，當pH=4.0～8.0時，CMC-g-PAA/AM/ATP（CMC：羥甲基纖維素）對Cd2+的吸附效果較好。pH＜2時，由于—NH2質子化作用較強產生大量—NH3+，與Cd2+之間產生靜電斥力；同時大量羧基被質子化并參與分子間氫鍵的形成，從而削弱了CMC-g-PAA/AM/ATP的吸附能力。隨pH的增大，—NH2的質子化作用減弱，更多的—NH2能與Cd2+發生絡合作用，使吸附率逐漸增大；此外，較高pH下，—COOH電離成—COO-，與Cd2+產生靜電引力，也使吸附量增加；—COOH還能與Cd2+產生離子交換作用。因此可以推斷，CMC-g-PAA/AM/ATP 對Cd2+的吸附機理包括靜電作用、絡合作用和離子交換作用，FTIR和XPS表征結果證明了此結論。程亮等［54］考察了吸附時間對AA-MMT-AM/納米腐植酸復合樹脂吸附Cd2+的影響。實驗結果表明，隨吸附時間的延長，復合樹脂分子上含有的親水基團作為吸附活性位與Cd2+進行配位吸附；同時，復合樹脂的三維網狀結構在溶液中溶脹，增加了凝膠內部與表面的濃度梯度，傳質推動力增大，溶液中的Cd2+迅速向凝膠內擴散，使吸附速率增加。He等［55］在研究P（AANa-AM）/GO復合水凝膠吸附Cd2+時發現，pH、Cd2+初始濃度、水凝膠投加量都影響吸附量及吸附效率。P（AANa-AM）/GO對Cd2+的吸附動力學和吸附等溫線分別滿足準一級動力學模型和Langmuir等溫吸附模型，P（AANa-AM）/GO對Cd2+的最大吸附量為196.4 mg/g。XPS分析表明，吸附是通過Cd2+與—COONa間的離子交換作用實現的。孫林等［22］將AM和MMA的共聚產物進行肟化反應得到羥肟酸功能化的螯合物PMMA/AM/HOA，紅外分析結果顯示，在1 529.63 cm-1處出現較強的吸收峰，該新增峰是肟化后產生的N—H鍵的彎曲振動峰，說明肟化后的樹脂含有羥肟酸基團。羥肟酸基團與金屬離子具有較強的絡合性能，可與多種金屬離子形成螯合物從而起到吸附作用［56］，且—CONH2對金屬離子也有一定的螯合作用。PMMA/AM/HOA對Cd2+的吸附實驗結果表明，25 ℃、Cd2+初始濃度為0.017 mol/L時，PMMA/AM/HOA 對 Cd2+的最大吸附量為 0.384 mol/g。Peng等［57］將納米水合錳氧化物（MO）負載到PAM/丙烯酸鈉（PP）上制備了復合材料PPM，并考察了影響PPM吸附Cd2+的因素。實驗結果表明，PP負載MO后對Cd2+的吸附能力明顯提高，當Cd2+質量濃度為100 mg/L、PP用量為281.19 mg/g時，吸附量達507.98 mg/g。為進一步提高對Cd2+的吸附性能，周方［58］對PPM進行氨基強化處理，制備出改性吸附劑PPM-NH2，與PPM相比，PPM-NH2對Cd2+的吸附效率最大可提高3.6倍。

2.4 用于多離子的競爭吸附

在多種重金屬離子共存的情況下，共存離子與吸附的目標離子共同競爭占據了PAM類復合材料表面的吸附位點，使目標離子的吸附效率有所降低［59］，且共存離子與吸附位點的作用力越強，對吸附目標離子的影響越大。

Mahmoud［60］將 Fe3O4納米顆粒負載到 P（AMAMPS）（AMPS：2-丙烯酰胺基-2-甲基丙磺酸）上得到可吸附Pb2+，Cu2+，Cd2+的復合水凝膠。該復合水凝膠對Pb2+，Cu2+，Cd2+的吸附遵循準一級動力學模型和Freundlich等溫吸附模型；對Pb2+，Cd2+，Cu2+的最大吸附量分別為321，436，470 mg/g，即Cu2+＞ Cd2+＞ Pb2+。這是由于這三種離子中，Cu2+的離子半徑最小，電荷密度最大，使得Cu2+對N中的孤對電子具有更強的引力作用，形成的絡合物更穩定，故對Cu2+的吸附選擇性最高。

有研究表明，電負性對吸附金屬離子的順序起決定性作用［61］，即電負性越大，親和力越大；當電負性相近時，離子半徑越小，越優先吸附。Pb2+，Cu2+，Cd2+的電負性分別為 2.33，1.69，1.90，Pb2+的電負性最大，所以它的親和力最強。孔維慶等［62］研究了蔗渣/水凝膠對 Pb2+，Cu2+，Cd2+的吸附選擇性。實驗結果表明，蔗渣/P（AA-co-AM）對多離子體系中重金屬離子的吸附有良好的選擇性，吸附優先性為：Pb2+＞ Cu2+＞ Cd2+。

劉宛宜等［63］研究了P（AA-AM）水凝膠的合成及其吸附性能。P（AA-AM）表面的—COOH和—NH2均能與重金屬離子發生螯合作用。粒徑為0.097～0.150 mm的P（AA-AM）在pH=5、吸附溫度35 ℃的條件下，對Cu2+，Pb2+，Cd2+的最大吸附量分別為186，588，403 mg/g。P（AA-AM）對重金屬離子的吸附是通過離子交換實現的，吸附速率大小順序為 Cu2+＞ Cd2+＞ Pb2+。對于 Cu2+和Cd2+，Langmuir等溫吸附模型的擬合結果較佳；而對于 Pb2+，Freundlich 等溫吸附模型更適合。這說明P（AA-AM）對Cu2+和Cd2+的吸附符合單分子層吸附，而對Pb2+的吸附存在不均勻的多分子層吸附。

2.5 用于其他重金屬離子的吸附

含N和S 配位離子的吸附劑能很好地螯合重金屬離子。李珍等［64］依據Mannich反應機理，以PAM分子鏈為骨架，通過甲醛甲基化接枝螯合基團2-巰基乙胺得到接枝螯合凝膠，并考察了它去除廢水中Hg2+的性能。FTIR表征結果顯示，2-巰基乙胺螯合凝膠在吸附Hg2+后，羧基中的C==O在1 700 cm-1附近的伸縮振動變弱，1 174 cm-1附近的O—H彎曲振動向右偏移且強度變弱，由于部分S—H變為S—Hg2+導致600 cm-1附近的峰寬發生變化，這表明2-巰基乙胺螯合凝膠與Hg2+發生了螯合作用。Lan等［65］將經納米氧化鐵改性的PAM用于去除Cr6+，在pH=3、吸附溫度為30 ℃、吸附40 min的條件下，對Cr6+的最大去除率達98.3%。Liu等［66］利用具有三維網狀結構的CS-P（AA-g-AM）（CS為纖維素）復合水凝膠吸附廢水中的Ni2+。該復合水凝膠對Ni2+的最大吸附量達171.8 mg/g，吸附過程的動力學和熱力學可以分別用準二級動力學方程和Langmuir等溫吸附模型描述。可通過Zeta電位的變化判斷溶液的pH對吸附效果的影響：CSP（AA-g-AM）的零點電荷（PZC）為1.4，當溶液的pH＜PZC時，由于強的靜電斥力作用使吸附效率較低；隨pH從2增至5時，CS-P（AA-g-AM）的Zeta電位從-2.45 mV變為-72.73 mV，使靜電引力作用增強，導致其吸附Ni2+的能力提高。

3 結語

PAM類復合材料在重金屬離子吸附中已經取得一定的效果，但仍存在一些問題有待進一步研究和解決：

1）加強PAM改性合成理論的研究。當前對PAM的改性研究，大部分僅限于改性工藝與方法的研究，對改性PAM類復合吸附材料的結構與性能之間的關系以及改性原理的探討還不夠深入透徹。若能夠在理論、機理上對相關改性給出詳細的解釋，能夠從分子水平上認識改性材料的組成與結構，將更有利于新型PAM類復合吸附材料的研究和開發。

2）目前研究PAM類復合材料對重金屬離子的吸附時，多采用單一離子體系，并不能如實反映實際生產中多離子共存體系中各重金屬離子間競爭吸附的規律，同時關于共存陰離子對吸附效果影響的研究還很少。因此，深入研究PAM類復合物材料吸附重金屬離子過程中多離子共存對吸附的影響是很有必要的。

3）目前對于PAM類復合材料吸附重金屬離子的動力學和熱力學研究，常采用傳統的吸附模型進行數據擬合，不能如實反映實際的質量傳遞過程；同時對于吸附機理的分析也還需進一步深入。如何采用先進的分析技術和數學模型探索重金屬離子吸附過程中PAM類復合材料與重金屬離子間的相互作用，對了解選擇性吸附重金屬離子的本質、開發高性能的PAM類復合材料具有重大意義。

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