羅相萍，游少鴻， 2，劉崇敏， 2，黃永香，何慧軍， 2

（1.桂林理工大學環(huán)境科學與工程學院，廣西桂林 541006； 2.廣西環(huán)境污染控制理論與技術重點實驗室，廣西桂林 541006）

重金屬廢水主要指礦山開采、機械制造、化學工業(yè)、印染、電子、醫(yī)療等生產過程中產生的含重金屬的廢水。重金屬在自然界中很難被降解，并且會隨著人類活動和食物鏈進入人體和動物體內〔1〕，對其健康造成危害〔2〕。目前，重金屬廢水的處理方法主要有化學沉淀法〔3〕、離子交換法〔4〕、吸附法〔5〕、生物法〔6〕等，其中吸附法因成本低、操作簡單、效率高等優(yōu)點被廣泛應用于重金屬廢水的處理〔7-8〕。常見的吸附劑有活性炭、硅膠材料、黏土礦物等無機吸附材料和纖維素基、殼聚糖基、木質素基、淀粉基等天然高分子吸附材料，還包括細菌、藻類在內的生物吸附材料。此外，飛灰、爐渣等工業(yè)廢棄物也可作為吸附材料應用于重金屬廢水的處理〔9〕。相比之下，層狀雙氫氧化物（Layered double hydroxides，LDHs）具有化學組分多變、易結晶和合成、結構正電荷密度大、對各種化學組分具有包容性等特點，且具有較大的比表面積和較高的陰離子交換容量，是理想的污染物儲存載體和陰離子交換吸附材料〔10〕，可作為吸附劑去除廢水中重金屬離子。

筆者首先綜述了LDHs的組成、性質及其復合材料的制備方法；其次，對LDHs及其復合材料在重金屬廢水中的研究應用進行了介紹，在此基礎上分別總結了LDHs及其復合材料在吸附廢水中重金屬陽離子、重金屬陰離子及共存重金屬陰陽離子過程中存在的作用機理；最后，對LDHs及其復合材料在處理重金屬廢水領域的應用前景進行了分析與展望。

1 LDHs及其復合材料概述

1.1 LDHs的組成

層狀雙氫氧化物（LDHs），又稱水滑石、類水滑石或陰離子黏土，是一種具有層狀結構的陰離子多金屬化合物。結構與層狀水鎂石類似，通式可表示為分別代表二價（Ca2+、Mg2+、Zn2+、Mn2+和Ni2+等）以及三價（Al3+、Fe3+和Cr3+等）金屬陽離子，An-表示可交換的層間陰離 子（如Cl-、NO3-、CO32-等），x的范圍為0.17～0.33〔11〕，m為層間結晶水數，其值可由m= 1-Nx/n計算得到，N為陰離子占據的位置數目，n為陰離子的電荷數?？臻g結構〔10〕如圖 1所示。

圖 1 LDHs的空間結構Fig.1 Hierarchical structure of LDHs

1.2 LDHs的性質

LDHs的結構特征使其具有特殊的物理化學特性：（1）酸堿性。酸性與金屬氫氧化物及層間陰離子種類有關〔12〕，堿性與陽離子種類及M—O鍵的性質有關，LDHs可作為堿催化劑，同時又是酸吸附劑〔13〕。（2）層間陰離子可交換性。LDHs具有客體陰離子可插層性，主體層板與層間客體陰離子間存在靜電、氫鍵等分子間作用力，很多功能性陰離子可通過分子間作用力被引入LDHs層間，形成一類新型LDHs基復合材料〔14〕。（3）熱穩(wěn)定性〔15〕。金屬離子與羥基通過配位鍵形成的層板有序結構使LDHs具有一定的穩(wěn)定性。加熱過程中，LDHs依次脫去層間水、陰離子和層板羥基。一般情況下，當溫度升至500℃以上時，LDHs才轉變?yōu)榫邆浼饩Y構的雙金屬氧化物（Layered double oxides，LDOs）。（4）記憶效應。LDHs煅燒溫度在500℃以內時，LDOs在溶液中可能恢復為LDHs。（5）晶體尺寸、分布的可調控性。通過在LDHs合成過程中改變晶化溫度、時間和晶體成核速率可控制晶體生長速度〔16〕。（6）阻燃性。LDHs以脫除層間水分子及陰離子、羥基的形式吸熱隔氧〔17〕，達到阻燃的目的。

1.3 LDHs及其復合材料的制備方法

目前，LDHs的制備研究已經很成熟，可根據需求用不同路線合成各種LDHs，常用的合成法包括：（1）共沉淀法。即在一定條件下，通過金屬離子混合溶液與堿溶液發(fā)生共沉淀反應制得LDHs。劉奕禎等〔18〕利用MgCl2·6H2O和AlCl3·9H2O配制的金屬混合溶液與NaOH和Na2CO3配制的混合堿液，在pH為9.0、溫度為70℃時反應，經過離心、洗滌、干燥、研磨后得Mg/Al-LDH，再經煅燒后得Mg/Al-LDO用于吸附Cr（Ⅵ）。（2）水熱合成法〔19〕。該方法通常在高壓反應釜中進行，采用尿素、六次亞甲基四胺等作為堿源，得到的LDHs結構非常規(guī)整且尺寸較大〔20〕。曾晨等〔21〕采用尿素-水熱法合成了晶相單一、結構完整的片層狀NiCr-LDHs，并總結了不同制備條件對LDHs結構和形貌的影響。

單一LDHs因官能團較少、耐酸堿性較差、重復使用率低且易聚集等缺點，難以推廣到環(huán)境修復領域的實際應用中〔22〕。為增加LDHs材料的層間距離、比表面積和表面官能團，繼而增加其與重金屬離子的作用位點，提升吸附性能，研究人員常采用煅燒〔23〕、插層〔24〕、表面修飾〔25〕和合成復合材料〔26〕等方法對LDHs進行表面改性。

LDHs復合材料的制備方法主要有：（1）插層法。崔哲〔27〕用溶液插層的方法合成聚丙烯（PP）/MgAl LDH納米復合材料，結果表明LDH片層含量會改變PP的成核機理，當LDH片層質量分數超過5%，成核方式由均相成核變?yōu)楫愊喑珊恕＃?）重構法。黃火秀〔28〕通過重構法合成了鎂鋁層狀雙金屬氫氧化物/N，O-羧甲基殼聚糖（Mg-Al-LDH/CMCS）納米復合物，當溫度高于最大分解溫度（280℃）時，Mg-Al-LDH/CMCS納米復合物的熱穩(wěn)定性顯著提高，與純CMCS相比，硬度和模量分別增加41%和30%。（3）層離/自裝配法。通過層層組裝〔29〕的方法，以Zn-Cr-NO3-LDH、Zn-Al-NO3-LDH、Zn-Ti-NO3-LDH為前驅體，合成基于剝離的鋅鉻、鋅鋁、鋅鈦LDH單層和典型的Dawson型多金屬氧酸鹽陰離子（P2W18）靜電作用的新型超薄膜（UTFs），即Zn-Cr-P2W18UTFs、Zn-Al-P2W18UTFs和Zn-Ti-P2W18UTFs。結果表明，材料性能的提高是由于多金屬氧酸鹽陰離子和LDH單層（剝離）的強化學鍵作用，層板和層間存在協同作用。（4）原位聚合法。V.N.PRIYA等〔30〕采用簡單的水熱原位聚合法，制備殼聚糖輔助Fe-Al雙層氫氧化物/還原氧化石墨烯復合材料（FAH-rGO/CS）用于去除廢水中As（Ⅴ），Fe-Al雙層氫氧化物和殼聚糖通過基體表面與復合材料的相互作用激發(fā)了氧化石墨烯的吸附能力，使As（Ⅴ）去除率高達97%。（5）原位生成法。張啟彥等〔31〕通過水熱合成原位生長法制備出二氧化鈦-氧化石墨烯/鎂鋁層狀雙金屬氫氧化物（TiO2-GO/LDHs）復合材料，GO的加入使TiO2顆粒分散更均勻，不易團聚，從而能更好地去除污染物。

2 LDHs及其復合材料處理重金屬廢水的應用及機理研究

2.1 LDHs及其復合材料處理重金屬廢水的應用

相比于傳統吸附劑，LDHs及其復合材料因其特殊的二維層狀結構，具有較大的比表面積和較高的陰離子交換容量，對重金屬離子具有很好的吸附性能，且可通過改性使其具有磁性或通過原位生長法使其生長在生物質炭等材料上，從而實現吸附劑與廢水的固液分離〔32〕，避免二次污染。此外，大多數LDHs材料吸附重金屬后可通過解吸實現材料的再生，是一類新型環(huán)保吸附劑。

LDHs及其復合材料對廢水中重金屬離子的去除效果明顯，部分重金屬在LDHs基材料上的吸附行為見表 1。改性LDHs材料可實現對重金屬離子的特異性和高效去除〔33〕，可能是因為改性后LDHs具有更強的穩(wěn)定性、更多的表面活性位點和官能基團。

表 1 重金屬在LDHs基材料上的吸附Table 1 The adsorption of heavy metals on LDH-based materials

2.1.1 LDHs及其復合材料吸附重金屬陽離子

張樹芹〔34〕制備了MgAl-LDH，其對Pb2+有很強的吸附作用，XPS結果表明，MgAl-LDH對Pb2+的吸附屬于非特定吸附。M.SHAFIQ等〔40〕采用共沉淀法制備了鎳-鋅-鐵層狀雙氫氧化物（NiZnFe-LDH）及其與單壁碳納米管（CNTs）、香蕉生物炭（Bb）的復合材料（LDH/CNT、LDH/Bb），并研究了3種材料對Cu2+的吸附性能。實驗表明，當最佳接觸時間為30 min，初始Cu2+質量濃度為 20 mg/L時，LDH/Bb對Cu2+的去除效率最高（95%）。在最佳pH為5.0時，3種材料對Cu2+的去除率都有所提升，其中LDH/Bb比NiZnFe-LDH和LDH/CNT具有更高的Cu2+去除效率。SIP等溫模型表明LDH/Bb比其他 2種吸附劑表現出更高的吸附能量和非均質性。因此，生物炭復合NiZnFe-LDH可以作為去除廢水中Cu2+的有效吸附劑。Meiqing CHEN等〔41〕采用MgMn-LDH煅燒制備MgMn-LDO，并對比了改性前后材料對Cd2+的吸附性能。在單一體系中，當吸附劑投加量為0.1 g/L，p H為5.0，Cd2+初始濃度為0.05 mmol/L時，Cd2+在MgMn-LDO上的吸附平衡時間遠少于MgMn-LDH，且MgMn-LDO對Cd2+的最大吸附量為8.234 mmol/g，高于MgMn-LDH，這歸因于MgMn-LDO活性位點增多。此外，MgMn-LDO可重復使用5個循環(huán)而無任何顯著的效率損失。因此，煅燒后的MgMn-LDO是一種很好的Cd固定化可回收材料。

2.1.2 LDHs及其復合材料吸附重金屬含氧陰離子

A.JAISWAL等〔42〕通過尿素水解法合成Co/Bi-LDH，研究其對Cr（Ⅵ）的吸附行為。在最佳條件（吸附劑劑量為0.1 g，接觸時間為 120 min，p H為7，溫度為 283 K）下，Co/Bi-LDH對Cr（Ⅵ）的最大吸附容量為 277.7 mg/g。熱力學研究顯示，Cr（Ⅵ）吸附是自然發(fā)生的，并且是放熱的。0.1 mol/L的NaHCO3能輕松再生Co/Bi-LDH。Co/Bi-LDH是一種可有效用于從液相中去除重金屬物質的可再生新材料。Huabin WANG等〔43〕通過制備層狀雙氫氧化物功能化生物炭MgAl-LDH/BC去除電鍍廢水中CrO42–，CrO42–通過官能團還原成Cr3+，Cr3+通過取代Al3+形成MgCr-LDH結構得以去除。MgAl-LDH/BC對CrO42–的吸附量為330.8 mg/g，比BC高416%。該功能化MgAl-LDH納米片制備的生物炭實現了高效去除重金屬離子的目的，為工業(yè)廢水凈化提供了可行性。

2.1.3 LDHs及其復合材料吸附類金屬離子

王寧寧〔44〕通過“鹽-（羥）氧化物法”合成的CaAl-LDH可將礦坑廢水中銻離子由 1360μg/L降至32μg/L；CaAl-LDH與聚合氯化鋁鐵絮凝劑組合可將總銻降至 24.4μg/L，且出水p H在8.5～9.0之間，處理后廢水中剩余銻離子遠低于《錫、銻、汞工業(yè)污染物排放標準》（GB 30770— 2014）的限值（0.3 mg/L），該法找到一種性能優(yōu)良的能使礦坑廢水中銻達標排放的潛在絮凝-吸附劑。梁杜鵑等〔45〕制備了硝酸根型層狀雙金屬氫氧化物（MgAl-NO3-LDH），MgAl-NO3-LDH通過離子交換作用達到去除微量目標離子As（Ⅲ）、As（Ⅴ）的目的。使用酸鹽法對吸附后材料脫附再生后，MgAl-NO3-LDH對As（Ⅲ）、As（Ⅴ）仍有較好的吸附效果。Xiaofeng SHI等〔46〕采用兩性離子甘氨酸對Fe/Mg-LDH進行改性，制備了一種對As（Ⅴ）、P（Ⅴ）、Cr（Ⅵ）等含氧陰離子具有高吸附能力的G-Fe/Mg-LDH吸附劑。實驗表明，當Fe、Mg物質的量比為0.02 mol/0.02 mol時，G-Fe/Mg-LDH具有良好的吸附性能。G-Fe/Mg-LDH對含氧陰離子的最佳吸附pH為6，且As（Ⅴ）的最大吸附量高達830 mg/g，優(yōu)于以往報道的大多數高效吸附劑。

2.1.4 LDHs及其復合材料的再生性

Hui ZHANG等〔47〕通過化學自組裝法制備了具有良好吸附性能，且易分離、環(huán)保、可重復使用的Fe3O4@C@MgAl-LDH新型磁性復合材料。在40℃和pH為6.0條件下，Cr（Ⅵ）的最大吸附量為 152.0mg/g，且循環(huán)6次后吸附量仍達 120.0 mg/g。施周等〔48〕合成了磁性NiFe2O4/ZnAl-LDH材料，在NiFe2O4/ZnAl-LDH投加量為4 g/L、p H為 2、Cr（Ⅵ）質量濃度為50 mg/L條件下，Cr（Ⅵ）去除率達89.5%，且在外加磁場作用下能實現與水溶液的快速分離，0.1 mol/L的Na2CO3可使NiFe2O4/ZnAl-LDH輕松再生（經4次再生后去除率仍達83.1%）。因此NiFe2O4/ZnAl-LDH可作為去除水中Cr（Ⅵ）的良好吸附劑。A．BARUAH等〔39〕合成了鎳-鐵層狀雙氫氧化物/氮摻雜氧化石墨烯納米復合材料（NiFe-CO3-LDH-NGO），該納米復合材料對水中Pb2+表現出非常高的吸附效率，最大吸附量為986 mg/g，吸附金屬離子后的吸附劑用稀鹽酸溶液提取再生，3個吸附周期后，納米復合材料保留了超過70%的原始效率，是一種可再生的吸附劑。NiFe-CO3-LDH-NGO復合材料在處理重金屬污染廢水方面具有很大的應用潛力。

2.2 LDHs及其復合材料處理重金屬廢水的機理研究

2.2.1 重金屬陽離子的去除機理

Xuewen LUO等〔49〕提出了一種結合污泥水熱碳化和LDHs原位制備的工藝，得到水熱碳/LDHs（HL）復合材料。與碳結合后，結晶良好的LDHs切片更薄，可用作去除水中Pb2+的高效吸附劑。吸附實驗結果表明，Pb2+在HL復合材料上的吸附行為可通過擬二級動力學模型和Langmuir等溫線很好地表達，最大吸附容量為62.441 mg/g。X射線光電子能譜（XPS）和傅里葉變換紅外光譜（FTIR）表明，HL復合材料對Pb2+的吸附機理主要包括靜電作用和表面共沉淀。謝沅沅〔50〕制備的磁性碳/鎂鐵水滑石納米復合材料對Pb2+的最大吸附量可達到758.35 mg/g，對該復合材料的吸附機理進行分析后發(fā)現，它對Pb2+的吸附包括表面絡合作用、沉淀作用、同晶替代、靜電吸引和物理吸附綜合作用。魏英民〔51〕用體積分數為 15%的甘油液改性鎂鋁LDH得到純度較高、表面積大、分散度好的G-LDH，研究了其對水中Cd（Ⅱ）的吸附效果。改性后的G-LDH對Cd（Ⅱ）的飽和吸附量高達875.0 mg/g，較未改性的LDH，Cd（Ⅱ）去除率提高了 17.0%。經過煅燒后的G-LDO具有更大的比表面積和更豐富的孔隙結構，因此更易發(fā)生吸附并能更好地發(fā)揮“記憶效應”，促進Cd（Ⅱ）的化學沉淀，G-LDO對Cd（Ⅱ）的吸附效果更好。G-LDO是通過表面物理吸附、表面絡合、化學沉淀，特別是重構引導促進吸附來去除Cd（Ⅱ）的。黃祺祺〔52〕采用溶劑熱法合成了磁性氧化石墨烯/水滑石納米復合材料（MGL），比表面積高達78.07 m2/g，Cu2+、Pb2+、Cd2+在該材料上的最大吸附量分別為 23.04、 192.3、45.05 mg/g。3種離子在該復合材料上吸附機理主要是：（1）與MGL復合材料表面含氧官能團的絡合；（2）在MGL復合材料表面形成重金屬氫氧化物或碳氧化物沉淀；（3）Cu2+、Pb2+、Cd2+對Mg2+的同構置換。

LDHs及其復合材料對重金屬陽離子的去除機制主要如下：（1）重金屬陽離子與材料表面羥基、金屬-氧（M—O）等含氧官能團發(fā)生絡合作用，將重金屬陽離子固定在材料表面；（2）重金屬陽離子與LDHs層間釋放出的CO32-、OH-等陰離子發(fā)生反應，以碳酸鹽或氫氧化物沉淀的形式得以去除；（3）在吸附過程中，重金屬陽離子與LDHs中同價態(tài)金屬陽離子發(fā)生同晶取代，將污染物金屬陽離子固定在材料中形成新的LDHs；（4）帶負電的材料與重金屬陽離子之間存在靜電引力，有利于吸附反應的進行。

2.2.2 重金屬含氧陰離子的去除機理

王敦球等〔53〕制備了蔗渣炭/鎂鋁雙金屬氧化物（LDO），并研究了其對As（Ⅴ）的吸附性能。實驗表明，吸附As（Ⅴ）后，LDH層間出現AsO43-，其反應機理主要是AsO43-通過LDO“記憶效應”嵌入層間。Yanwei GUO等〔35〕合成了含碳酸鹽插層的介孔Cu/Mg/Fe-LDH，研究其對砷酸鹽的吸附性能。結果表明，砷酸鹽在Cu/Mg/Fe-LDH上的吸附行為可以通過Langmuir等溫線和準二級動力學模型很好地表達，共存離子（如HPO42-、CO32-、SO42-和NO3-）可與砷酸鹽競爭Cu/Mg/Fe-LDH的吸附位點。該吸附劑可使砷酸鹽質量濃度低于 10μg/L，砷酸鹽在吸附劑上的吸附主要歸因于離子交換過程。J.MATUSIK等〔54〕合成了埃洛石-MgAl-LDH，研究其對水中As（Ⅴ）和Cr（Ⅵ）的去除效率和機理。實驗表明，在較寬的p H（3～7）范圍內，溶液中As（Ⅴ）和Cr（Ⅵ）均表現出較高的去除率。材料中埃洛石的存在對As（Ⅴ）的去除起到積極作用，As（Ⅴ）通過陰離子交換和化學吸附去除。XPS結果表明在pH為7時，Cr（Ⅵ）被部分還原為Cr（Ⅲ），低p H下除陰離子交換機制外，Cr（Ⅵ）還通過與LDH中釋放出來的Mg2+形成MgCrO4而被去除。

LDHs及其復合材料對陰離子的去除機制主要如下：（1）LDHs層間有大量可交換的陰離子，在反應過程中LDHs層間CO32-等陰離子可與污染物陰離子發(fā)生交換，使得污染物陰離子進入LDHs層間得以吸附鎖定；（2）LDHs表面及進入層間的污染物陰離子通過與LDHs表面及層板羥基、金屬-氧（M—O）等含氧基團發(fā)生作用形成絡合物得以去除；（3）LDOs具有重構“記憶效應”，在重構過程中污染物陰離子可進入LDHs層間得以固定；（4）在吸附過程中，污染物陰離子還可通過與LDHs中具有氧化或還原性的金屬陽離子發(fā)生氧化還原反應，轉化為更易去除的其他價態(tài)陰離子得以去除。

2.2.3 共存陰、陽重金屬離子的去除機理

Xianyang YUE等〔55〕通過共沉淀法制備了Mg-Al-Cl層狀雙氫氧化物（Cl-LDH），用于同時去除水溶液中的Cu（Ⅱ）和Cr（Ⅵ）。與單一體系Cu（Ⅱ）或Cr（Ⅵ）相比，當Cl-LDH投加量為 2.0 g/L時，Cl-LDH在30 min內就能將共存的Cu（Ⅱ）（20 mg/L）和Cr（Ⅵ）（40 mg/L）完全去除，Cl-LDH對Cu（Ⅱ）和Cr（Ⅵ）的吸附量分別提高81.05%和49.56%。吸附過程包括Cr（Ⅵ）與Cl-在Cl-LDH夾層中的陰離子交換、Mg2+與Cu2+同 構 取 代、Cu2Cl（OH）3沉 淀 的 形 成 及Cu2Cl（OH）3對Cr（Ⅵ）的吸附。Junqin LIU等〔56〕通過煅燒制備MgZnFe-CO3層狀雙氫氧化物（CMZF），在低質量濃度（1000μg/L）及光照條件下，研究了As（Ⅲ）和Cd（Ⅱ）在水/CMZF界面上的去除機理和相互作用。實驗表明，光氧化作用和吸附耦合過程是去除As（Ⅲ）的重要原因，Cd（Ⅱ）的去除歸因于沉淀作用和吸附耦合過程。在光氧化過程中，As（Ⅲ）首先被吸附到CMZF表面，被空穴（h+）或ROS（1O2，）奪走 2個電子，從而被氧化成毒性較小的As（Ⅴ），根據固-液界面上的濃度差，氧化后的As（Ⅴ）會停留在CMZF表面或進入本體溶液。在沉淀過程中，Cd（Ⅱ）被帶負電荷的CO32-吸引，在CMZF表面或層間迅速析出CdCO3晶體。插層的As（Ⅲ）或As（Ⅴ）可將團聚的大塊Cd CO3調節(jié)成納米Cd CO3并固定在CMZF的夾層中。在吸附過程中，CMZF吸附劑對As（Ⅲ）、氧化生成的As（Ⅴ）和殘留的Cd（Ⅱ）進行特殊吸附，并由—OH基團配位，形成復合三元絡合物，其中氧化形成的帶負電荷的As（Ⅴ）能中和Cd（Ⅱ）陽離子間的靜電斥力，起到陰離子架橋作用，從而使CMZF與Cd（Ⅱ）之間產生更強的吸引力。而Cd（Ⅱ）則通過表面絡合或配位以及增強氫鍵來提高對As（Ⅲ）的吸附。As（Ⅲ）和Cd（Ⅱ）的去除機理及相互作用如圖 2所示。

圖 2 CMZF吸附劑去除砷和鎘的機理示意Fig.2 Schematic dragram of the arsenic and cadmium removal mechanism by CMZFadsorbent

LDHs及其復合材料對共存重金屬陰、陽離子的去除機制主要如下：（1）LDHs層間CO32-等陰離子與污染物陰離子的離子交換作用；（2）層間釋放的CO32-、OH-等與污染物陽離子之間的沉淀作用；（3）溶液中共存污染物重金屬陰、陽離子與材料表面—OH、M—O等官能團之間通過絡合作用形成三元絡合物，促進LDHs對共存重金屬陰、陽離子的協同吸附作用；（4）污染液中共存的重金屬陰、陽離子間的靜電作用力可大幅度增強吸附劑對彼此共存異電荷離子的去除效果。

3 結語與展望

吸附法是目前處理重金屬廢水的重要方法，工業(yè)廢水中存在的典型有毒重金屬陽離子或含氧陰離子，如Pb2+、Hg2+、Cd2+和CrO42-等，已成為研究的熱點〔57〕。開發(fā)成本低廉、去除效果好、無污染的吸附材料是目前研究的重點。國內外學者在LDHs去除廢水中重金屬方面做了不少研究，也取得了可喜的進展，但仍需進一步深入探究，主要體現在以下幾個方面：

（1）LDHs及其復合材料在去除重金屬離子方面應用廣泛，但大多都是針對單一重金屬污染治理，對于含共存陰、陽重金屬離子、重金屬-有機物復合型污染治理的研究卻很少。因此，對于LDHs及其復合材料選擇性吸附特定重金屬離子或協同吸附重金屬復合型污染物的研究還需深入。

（2）目前，LDHs及其復合材料對于重金屬廢水的去除機制研究大多集中在材料本身與污染物離子的相互作用方面，對于污染物離子與LDHs發(fā)生同晶取代后生成的新LDHs的研究較少。了解發(fā)生同晶取代后材料的性質對研究LDHs去除重金屬的特異性是非常重要的，這將為開發(fā)低成本的LDHs類吸附劑提供一個新的視角。

（3）目前，LDHs及其復合材料在實際廢水處理中的應用研究不夠成熟，對重金屬廢水的研究大多停留在實驗室階段，不能大規(guī)模使用。因此，開發(fā)合理的制備方法以研制高效、低成本的LDHs及其復合材料，并研究其在實際重金屬廢水中的應用是各位學者需要共同努力的一個重要方向。