本研究所用硫铝酸盐水泥(L)购自峨眉山强华特种水泥有限责任公司。硫铝酸盐水泥的主要成分为 CaO(35.12%)、Al₂O₃(28.77%)、SiO₂(15.74%)、Fe₂O₃(1.45%)、SO₃(8.46%)、MgO(0.96%)、TiO₂(0.49%)、K₂O(0.71%)、Na₂O(0.50%)、其他成分(7.80 %)^[15]。硫铝酸盐水泥经过水化和酸化改性后制得改性材料LA。制备方法为：称取10 g L于500 mL锥形瓶中，加入适量纯水，在(25±1) ℃的条件下振荡30 min，使其充分水化；调节pH至7.0，出现絮凝体，即酸化过程；以2 000 r·min⁻¹将溶液离心，取沉淀置于60 ℃烘箱中烘干，用研钵研磨过80目筛后，装袋备用。

本实验依据《水质 铜、锌、铅、镉的测定 原子吸收分光光度法》(GB 7475-87)^[16]测定水体中重金属含量，所用火焰原子吸收分光光度计为4530F。

本研究通过实验室模拟来探究L和LA处理Cu²⁺、Pb²⁺、Zn²⁺、Cd²⁺ 4种重金属废水的性能，实验配制单一重金属废水，用Cu、Pb、Zn、Cd单元素标准溶液和1+499硝酸溶液配制初始质量浓度分别为5、10、20、30、50 mg·L⁻¹的单组分模拟废水。以重金属初始浓度作为影响因素的单一变量实验时设置梯度浓度，其余实验均取重金属初始质量浓度10 mg·L⁻¹的单组分模拟废水。

本研究在LA除磷研究^[15]的基础上探究其对重金属的去除能力，初始条件考虑除磷的最佳条件。在LA投加量为0.10 g·L⁻¹时，可将0.1 mg·L⁻¹的磷酸盐完全去除，最适pH为5.0~8.0，温度对去除率无明显影响，当振荡速度为140 r·min⁻¹及其以上时，因高强度扰动造成絮体表面膜状物破坏，去除效果有所下降 ^[15]。综合考虑上述研究结果和文献数据^[10]，选定pH=7.0、振荡速度200 r·min⁻¹、振荡时间30 min，温度25 ℃作为本次实验的初始参数，实验步骤详述如下。

1)影响因素实验。采用控制变量法，考察材料投加量、废水初始pH、重金属初始浓度、振荡时间4种因素对L和LA去除重金属效果的影响。

取初始质量浓度均为10 mg·L⁻¹ 的4种(Cu²⁺、Pb²⁺、Zn²⁺、Cd²⁺)单组分模拟重金属废水，调节初始pH为7.0，每种分别取100 mL到10个聚乙烯瓶中，5个为1组，并分别向两组投入梯度量的L和LA。Cu²⁺废水和Cd²⁺废水中L的投加量为：0.010、0.050、0.100、0.300、0.500 g，LA的投加量为：0.010、0.100、0.300、0.500、1.000 g；Pb²⁺废水和Zn²⁺废水中L的投加量为：0.001、0.003、0.005、0.010、0.050 g，LA的投加量为：0.001、0.003、0.005、0.010、0.100 g。在(25±1) ℃下，以200 r·min⁻¹转速振荡30 min，振荡结束后静置10 min，用针管取上清液用滤头过滤，测定反应后溶液pH和重金属离子浓度。

取初始质量浓度均为10 mg·L⁻¹ 的4种(Cu²⁺、Pb²⁺、Zn²⁺、Cd²⁺)单组分模拟重金属废水，每种重金属废水用NaOH溶液和HNO₃溶液调节初始pH为2.0、3.0、4.0、5.0、6.0、7.0、8.0、9.0、10.0，各取100 mL于聚乙烯瓶中，基于投加量实验结果称取L和LA的最佳投加量投入，即Cu²⁺废水中L和LA的投加量均为1 g·L⁻¹；Pb²⁺废水中投加量均为0.05 g·L⁻¹；Zn²⁺废水中投加量分别为L 0.05 g·L⁻¹和LA 0.1 g·L⁻¹；Cd²⁺废水中投加量均为3 g·L⁻¹。在(25±1) ℃下，以200 r·min⁻¹转速振荡30 min，振荡结束后静置10 min，用针管取上清液用滤头过滤，测定反应后溶液pH和重金属离子浓度。

取初始质量浓度为5、10、20、30、50 mg·L⁻¹的4种 (Cu²⁺、Pb²⁺、Zn²⁺、Cd²⁺)单组分模拟重金属废水，基于pH实验得到改性前后材料对同一离子的最适pH存在差异，为更好地对L和LA的去除效果进行比较，该实验同一种离子废水设定相同的初始pH，即Cu²⁺废水pH为9.0；Pb²⁺废水pH为7.0；Zn²⁺废水pH为8.0；Cd²⁺废水pH为3.0。每种废水各取100 mL于聚乙烯瓶中，基于投加量实验结果称取L和LA的最佳投加量投入，即Cu²⁺废水中L和LA的投加量为1 g·L⁻¹；Pb²⁺废水中投加量均为0.05 g·L⁻¹；Zn²⁺废水中投加量分别为0.05 g·L⁻¹和0.1 g·L⁻¹；Cd²⁺废水中投加量均为3 g·L⁻¹。在(25±1) ℃下，以200 r·min⁻¹转速振荡30 min，振荡结束后静置10 min，用针管取上清液用滤头过滤，测定反应后溶液pH和重金属离子浓度。

取初始质量浓度均为10 mg·L⁻¹ 的4种(Cu²⁺、Pb²⁺、Zn²⁺、Cd²⁺)单组分模拟重金属废水，因各重金属废水处于最佳pH状态时沉淀效果远大于絮凝效果，无法探究振荡时间对去除效果的影响，则调节初始pH均为7.0，分别取100 mL于聚乙烯瓶中。在对Cu²⁺进行预实验时发现，当投加量为最佳投加量时，在1 min内就已经达到吸附平衡，为更好的探究时间的影响，减少投加量，即Cu²⁺废水中L和LA的投加量均为0.05 g·L⁻¹；Pb²⁺废水中投加量均为0.05 g·L⁻¹；Zn²⁺废水中投加量分别为0.01 g·L⁻¹和 0.025 g·L⁻¹；Cd²⁺废水中投加量分别为0.5 g·L⁻¹和 0.25 g·L⁻¹。在(25±1) ℃下，以200 r·min⁻¹转速分别振荡5、10、15、20、30、45、60、90、120 min，振荡结束后静置10 min，用针管取上清液用滤头过滤，测定反应后溶液pH和重金属离子浓度。

2)正交实验。为了探究不同因素对L和LA去除重金属离子影响的强弱并优化最佳应用条件，因此需进行正交实验。基于影响因素实验可得各因素的最优值，取初始质量浓度均为10 mg·L⁻¹ 的4种(Cu²⁺、Pb²⁺、Zn²⁺、Cd²⁺)单组分模拟重金属废水，将材料投加量、废水pH、振荡时间作为影响因素，采用3因素3水平正交表L₉(3⁴)安排正交实验。各因素水平参数如表1、表2所示。

3)竞争吸附实验。实际工业废水中的重金属离子并不是单一存在，而是多种重金属离子共存，因此为进一步探究L和LA在实际废水中的吸附性能，设计多组分离子溶液探究不同重金属离子间是否存在竞争吸附。取初始质量浓度均为10 mg·L⁻¹ 的4种(Cu²⁺、Pb²⁺、Zn²⁺、Cd²⁺)单组分模拟重金属废水，进行双组分、3组分及4组分组合，具体模拟废水溶液配比如表3所示。

取上述多组分废水各100 mL，调节初始pH为7.0，装入聚乙烯瓶中，分为2组，分别投入0.01 g L、0.01 g LA，在(25±1) ℃下，以200 r·min⁻¹振荡30 min，反应后取出静置10 min，用针管取上清液用滤头过滤，测定反应后溶液pH和重金属离子浓度。

4)吸附动力学实验。实验方法同振荡时间实验方法。使用伪一级吸附动力学和伪二级吸附动力学模型^[17-18]对实验所得数据进行拟合，见式(1)和式(2)。

式中：Q_e和Q_t分别为吸附平衡时和t时刻的吸附量，mg·g⁻¹; t为吸附时间，min；k₁、k₂分别为伪一级动力学和伪二级动力学吸附动力学常数，g·(mg·min)⁻¹。

实验所得数据，由origin 2018处理分析并绘制图表。对正交实验所得数据直接采用SPSS 22.0进行极差分析和方差分析，对各影响因素的显著性进行比较从而得出L和LA去除重金属的最优条件组合。

1) L和LA投加量对去除效果的影响。如图1所示，随着L和LA的投加量提升，4种重金属溶液pH及其去除率呈相同的变化趋势。当L和LA的投加量高于某一值后，金属离子去除率趋于稳定，考虑实际运用中的经济效益，取快速增长阶段与平稳阶段的临界值为最佳投加量。分析得出，L去除Cu²⁺、Pb²⁺、Zn²⁺、Cd²⁺的最佳投加量分别为1、0.05、0.05、0.05 g·L⁻¹；LA对应的最佳投加量分别为1、0.05、0.1、3 g·L⁻¹，去除率均大于94%。在相同投加量的情况下(未达到动态平衡时)，L和LA对Pb²⁺和Zn²⁺的去除率均显优于Cu²⁺和Cd²⁺。这可能是由于Pb²⁺活性强，相比其他离子能够更加迅速的完成吸附、沉淀、结晶^[10]，在投加量少的时候，L对金属离子的去除率大于LA，随着投加量的增加，L与LA对金属离子的去除率逐渐趋近，但总体而言LA略高于L。L未经过酸化处理，加入溶液后前期pH大于LA，更多重金属离子生成沉淀而被去除。随着投加量增加，L和LA吸附金属离子后溶液pH相差不大，而LA由于其疏松多孔、胶结更加紧密的性质^[15]容易捕捉到更多的金属离子。

2)废水初始pH对去除效果的影响。如图2所示，L和LA在吸附4种重金属后，金属离子的去除率与溶液pH的变化趋势相似，且在相同pH条件下L和LA对金属离子的去除率差异较小，仅在pH=3.0~7.0时，LA对Zn²⁺的去除率明显高于L。这说明LA适应的pH范围更广泛，在L不能有效去除金属离子的条件下也能够发挥较好的作用。L去除Cu²⁺、Pb²⁺、Zn²⁺、Cd²⁺的最佳pH分别为9.0、7.0、10.0、3.0；LA去除上述离子的最佳pH分别为9.0、9.0、8.0、3.0，去除率均大于94%。结果表明，L和LA大都适用于中性和碱性条件，仅有去除Cd²⁺时更适合偏酸性条件。由此推测，在酸性条件下，更多H⁺与金属离子之间存在竞争吸附，从而影响金属离子的去除效果。而去除Cd²⁺的最佳pH偏低的原因可能是因为Cd²⁺更多是以其他方式被去除，不会与H⁺竞争活性位点。值得注意的是，溶液pH过高会导致生成的两性氢氧化物沉淀反溶，从而影响去除率。

3)初始离子浓度对去除效果的影响。如图3所示，在不同初始浓度的Cu²⁺废水中，去除率均大于97%，随着离子浓度逐渐升高，L的去除率从高于LA到逐渐相等，甚至在Cu²⁺质量浓度为50 mg·L⁻¹时，LA去除率已略高于L。因此，除沉淀作用外，LA可能具有更良好的吸附絮凝性能。对Pb²⁺而言，去除率随着溶液中Pb²⁺浓度的增加而增加，L同LA去除率基本一致。吸附后溶液pH下降，是由于溶液中OH⁻与Pb²⁺结合形成沉淀，溶液中OH⁻浓度降低导致的。对Zn²⁺而言，吸附后溶液pH整体稳定，虽略有波动，但去除效果优异，去除率均大于99.5%。当重金属质量浓度大于10 mg·L⁻¹时，L去除效果优于LA。相对而言，L和LA对重金属质量浓度在10 mg·L⁻¹以上的去除效果更好。Zn²⁺在溶液初始pH为8.0时已完全沉淀。对Cd²⁺而言，在5~20 mg·L⁻¹去除率良好，但质量浓度大于30 mg·L⁻¹时，金属离子去除率与溶液pH均大幅度下降。所以，应同时考虑高浓度条件下L和LA吸附达到饱和以及Cd²⁺形成沉淀的双重影响。随着重金属浓度的增加，吸附后溶液pH下降，在高浓度时，由于吸附位点饱和，L和LA去除金属离子主要是通过给溶液提供OH⁻，充当沉淀剂的作用。此时，去除机理以沉淀为主，吸附为辅。当溶液质量浓度为5~10 mg·L⁻¹时，4种金属离子去除效果明显，除Pb²⁺去除率略低外，其他离子去除率均大于97%。

4)振荡时间对去除效果的影响。如图4所示，L和LA对金属离子的吸附速率很快，30 min内表观吸附速率可降到零。L和LA的反应速率变化趋势相似，几乎同时达到动态平衡。Zn²⁺和Cd²⁺的去除过程比较缓慢，但随着时间增加，去除率也有明显提升；Cu²⁺和Pb²⁺的去除过程迅速，基本在30 min内达到吸附平衡。Pb²⁺在后期去除率下降的原因可能是反应时间过久，L和LA中的Ca(OH)₂持续释放OH⁻进入溶液，出现沉淀溶解的现象。

选取材料投加量、废水初始pH、振荡时间作为影响因素设计正交实验探究对单一重金属处理的最佳应用条件，所得实验结果如表4所示。

由表5可见，在对Cu²⁺的去除过程中，L和LA投加量、废水初始pH、振荡时间这3个因素中投加量的影响最大，而在Pb²⁺、Zn²⁺、Cd²⁺的去除中初始pH的影响最大。结果表明，3个因素对L和LA去除Cu²⁺、Pb²⁺、Cd²⁺的的影响均不显著(P>0.05)，推测其可能不是影响去除率的主要因素。因此，在实际应用中考虑经济时间成本可使用次优组合。对Zn²⁺的去除进行方差分析时发现，3种因素是影响LA去除Zn²⁺的主要因素(P<0.05)，但不是影响L去除Zn²⁺的主要因素(P>0.05)。后续可以尝试探究其他影响因素(如温度)对去除率的影响。

1)竞争吸附。不同重金属离子之间的性质存在差异，材料本身对不同离子的去除机理也有所不同，多种重金属离子共存时可能会发生竞争，往往会出现某一种离子被材料优先吸附，而影响其他离子去除率的情况。多组分重金属废水吸附后金属离子的去除率如下图5、图6所示。本实验中单组分与多组分为不同批次测定，火焰原子吸收光谱仪不同批次之间存在一定偶然误差，应对数据进行综合分析。

向多组分重金属废水中投加L后竞争吸附结果如图5所示。可以发现Cu²⁺的去除率几乎不受到其他离子影响，Pb²⁺略微受到Zn²⁺、Cd²⁺的抑制作用，Zn²⁺与Cd²⁺之间相互竞争激烈，抑制显著。在各离子分别组合的双组分废水中，Cu²⁺的竞争性是最强的，所受到其他离子的影响可忽略不计；其次是Zn²⁺，但Zn²⁺与Cd²⁺共存时去除率明显降低，在Cd²⁺影响Zn²⁺吸附的同时，Zn²⁺也影响Cd²⁺的吸附；然后是Pb²⁺，Zn²⁺对Pb²⁺略微有抑制；最后是Cd²⁺，Pb²⁺、Zn²⁺对其都有显著的抑制作用。值得一提的是，当Cu²⁺与Cd²⁺共存时，Cu²⁺对Cd²⁺的吸附有明显的促进作用，这一点可以从后面3组分与4组分的数据得到验证。在3组分及4组分的竞争吸附中，Cu²⁺受到Pb²⁺、Zn²⁺的抑制，去除率的极差为0.4%，影响微弱。Pb²⁺受到Cd²⁺的抑制强于Zn²⁺对其的抑制，此3种离子在溶液中共存时，3者相互抑制，其中Zn²⁺受抑制程度最显著。Cd²⁺受到Zn²⁺的抑制大于Pb²⁺对其的抑制。但并非如同其他研究^[19-20]所表明，离子种类越多，竞争作用越强。通过与单组分的去除率进行对比发现，当Cu²⁺和Cd²⁺共存时，Cd²⁺的去除率反而大于单独Cd²⁺的去除率。对比Pb²⁺+Zn²⁺+Cd²⁺和Cu²⁺+Pb²⁺+Zn²⁺+Cd²⁺可发现，当加入Cu²⁺后，其他3种重金属离子的去除率均有所提升。

向多组分重金属废水中投加LA后竞争吸附结果如图6所示。 Cu²⁺的去除略微受到Zn²⁺的抑制，在3种以上离子共存时，Pb²⁺的去除受到其他离子的抑制；Zn²⁺与Cd²⁺之间存在竞争，抑制显著。各离子与Cu²⁺进行双组分组合时，依旧是Cu²⁺的竞争能力最强，其他离子对其抑制程度为Zn²⁺>Cd²⁺>Pb²⁺，但影响都很微弱；其次在Pb²⁺参加的双组分吸附中，仅Zn²⁺对Pb²⁺有微弱的抑制，可忽略不计；然后是Zn²⁺在与Cd²⁺、Pb²⁺、Cu²⁺组合时，Zn²⁺受到各离子的抑制作用明显，各离子对Zn²⁺的抑制程度为Cd²⁺> Cu²⁺>Pb²⁺；当 Cd²⁺与Cu²⁺共存时，Cu²⁺依旧有促进Cd²⁺去除的作用，相较而言，Zn²⁺对Cd²⁺的抑制作用强于Pb²⁺对Cd²⁺的抑制作用。在3组分及4组分的吸附中，Cu²⁺的竞争情况同单组分一致；对Pb²⁺而言，Cu²⁺对其有抑制作用；对Zn²⁺而言，Pb²⁺、Cd²⁺与Zn²⁺共存时竞争激烈，Pb²⁺的去除率受到较大的影响；对Cd²⁺而言，Zn²⁺、Pb²⁺对其有显著的抑制作用。与投加L不同，投加LA后Cu²⁺能促进Zn²⁺与Cd²⁺的去除，但对Pb²⁺有抑制作用。

对比图5和图6，得到L和LA进行多组分吸附时离子之间的竞争吸附的强弱顺序分别为：Cu²⁺> Zn²⁺> Pb²⁺ > Cd²⁺和Cu²> Pb²⁺> Zn²⁺> Cd²⁺。分析原因为，溶液pH不同会影响L和LA的吸附能力，因为在同为矿物基材料的高岭土对重金属吸附研究中发现pH条件会影响材料表面的活性位点对离子的吸附，同时对离子交换、静电作用等都有显著影响^[20]。整体来说，L吸附后溶液pH大于LA，金属离子去除率也高于LA，正如冯江涛等^[21]的研究表明，大多数吸附剂需要在较高pH条件下才能对以阳离子为主要存在形态的重金属离子展现出更良好的吸附性能。通过对比单组分废水与多组分废水中金属离子的去除率，可以认为LA之间的竞争吸附更剧烈，这与L和LA吸附位点的数量差异、去除重金属离子的机理差异以及重金属离子本身的性质差异有关。在L和LA两种材料吸附中都可以发现Zn²⁺与Cd²⁺之间竞争激烈，这是由于Zn²⁺与Cd²⁺大多都是以形成氢氧化物沉淀存在于结晶体孔隙中而被去除^[22]，它们之间存在对OH⁻的竞争以及对晶体孔隙的竞争，从而导致了去除率下降。研究发现，亲和力大小决定了离子在吸附剂中的最终吸附量^[23]，不同组成成分具有不同的重金属吸附性能，其吸附顺序不尽相同。熊杰^[24]在新型重金属捕集剂对多元重金属的竞争吸附研究中发现，Cu²⁺与絮凝剂活性基团的亲和力使其在竞争吸附中占据明显优势，与本次实验结果相符。除此之外，还有研究表明离子种类越多，浓度越大，重金属离子之间存在的竞争作用就越明显^[20]。但有所不同的是，在本实验中重金属离子种类数增加并没有使去除率明显降低，反而部分重金属离子共存还能使去除率提高，也就是说重金属离子之间除竞争作用外也存在协同作用。一些重金属离子通过改变吸附剂表面的电势电位以及pH，或通过配位络合作用影响吸附点位，从而表现出对其他离子的抑制或促进作用^[25-27]。这也就解释了本研究中处于竞争优势地位的Cu²⁺对其他离子的差异作用。既能够通过增强吸附剂表面的静电吸引力或减弱静电斥力促进其他离子吸附，也能通过生成一系列配合物对与其有相同吸附点位的离子产生抑制作用。

2)吸附动力学分析。为探究L和LA对重金属的吸附速率，本研究对Cu²⁺、Pb²⁺、Zn²⁺、Cd²⁺初始质量浓度均为10 mg·L⁻¹的单组分模拟废水进行动力学分析，结果如图7和图8所示。由图可见，吸附速率最快的是Pb²⁺，最慢的是 Zn²⁺。对Cu²⁺和Cd²⁺而言，LA的吸附量大于L，而Pb²⁺和Zn²⁺则与之相反，说明L和LA对重金属离子的吸附具有选择性，且改性前后结构和水化产物的不同造成了这种差异性。由图8可以看出，伪二级吸附动力学的拟合程度远高于伪一级动力学方程，其可决系数均大于0.95，拟合结果与实验所得数据吻合较好。因此，L和LA的吸附以化学吸附为主。

3)反应机理分析。L的水化产物包括钙矾石(Aft)、C-S-H凝胶和Ca(OH)₂、Al(OH)₃(铝胶)、Fe(OH)₃(铁胶)等^[13]。水化时L发生的主要反应如式(3)和式(4)^[28]所示。

目前的研究认为，水泥基材料固化重金属的机理主要是提供碱性环境促进重金属沉淀和吸附以及生成的水化产物C-S-H凝胶和钙矾石(Aft)对重金属的吸附、替代和封裹作用^[29]。C-S-H凝胶单位面积所需的能量高、离子之间有很强的交换能力，其机理主要为吸附、共生和层间置换^[8,10] ，而钙矾石(Aft)是化学置换。MIJNO等^[30]认为C-S-H凝胶中的Ca²⁺能够被Pb²⁺、Cu²⁺以及Zn²⁺替代，并且认为这些金属离子在碱性环境中所生成的氢氧化物(Pb(OH)₂、Cu(OH)₂、Zn(OH)₂)能够与C-S-H凝胶结合以达到固化目的。同时生成的Zn(OH)₂、Cd(OH)₂还可以藏匿于水泥基的另一种水化产物钙矾石(Aft)的晶体结构中^[22]。并且Cd²⁺还被证实会以共沉淀和离子交换形式被去除^[31]。

在L和LA水化时，其中的Ca(OH)₂会溶于水体释放OH⁻，为重金属离子提供碱性环境，使得重金属离子与溶液中OH⁻反应生成沉淀(式(5))。并且二价重金属离子有时也会生成可溶性羟基络合物(式(6))。ELLIOTT等^[32]的研究表明，重金属羟基配合物(MOH⁺)比游离的重金属离子(M²⁺)具有更高的吸附性。

这4种重金属的氢氧化物均为两性氢氧化物，Pb(OH)₂、Zn(OH)₂易溶于强碱溶液，Cu(OH)₂、Cd(OH)₂不溶于强碱而和过量氨水生成络合物。考虑到生成难溶氢氧化物和硫化物的速率更快，在本研究中，推测水解沉淀起主导作用。此外，与L相比，改性材料LA在中性条件下呈絮凝体状态，能够像大多数絮凝剂一样有效的对重金属离子进行网捕卷扫，达到沉降去除目的。王亚丽等^[14]在用铁铝酸盐水泥制备透水材料时发现，其吸附重金属离子的方式主要为物理吸附和同晶置换。樊志金^[11]研究同种类天然矿物基吸附重金属时，也得出材料水化产物通过晶格加成或置换重金属离子来达到去除的目的。

综上所述，硫铝酸盐水泥及其改性材料去除重金属的机理如图9所示。去除机理主要通过4种途径：作为沉淀剂，使重金属离子水解；作为吸附剂，对重金属离子进行吸附作用；作为絮凝剂，网捕卷扫作用沉降重金属离子；其水化产物晶格加成或置换重金属离子^[11]。

4)安全性分析。以0.1 g·L⁻¹的投加量进行溶出实验，溶液中Fe³⁺溶出值低于0.3 mg·L⁻¹，Al²⁺溶出值低于0.2 mg·L⁻¹，即使全部溶出也能满足《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2006)。

1) L和LA对废水中重金属离子均具有良好的去除性能，30 min内表观吸附速率可降到零。在pH为3.0~10.0条件下能够以极少的投加量(0.05~3 g·L⁻¹)使目标离子达到94%以上的去除率。相比之下，LA对重金属离子的去除率略高于L。

2)除LA去除Zn²⁺外，材料投加量、废水pH、废水中重金属初始浓度3个因素对结果的影响均不显著。

3)在L和LA对多组分离子之间的竞争吸附中发现Cu²⁺的竞争性最强，且能够促进其他离子被吸附，有利于该材料在复杂水环境中的应用。吸附动力学分析结果表明L和LA的吸附以化学吸附为主。

4) L和LA对重金属离子的去除机理主要包括沉淀、吸附、絮凝、其水化产物晶格加成或置换重金属离子，其中以水解沉淀为主，其他作用为辅。