羧甲基纤维素钠/己二酸二酰肼水凝胶的制备及其重金属离子吸附性能研究

袁琦 王玉珑 韩俊源 魏鑫鑫 戴洋 刘艳新

摘要：以羧甲基纤维素钠（ CMC ）为基材、己二酸二酰肼（ ADH ）为交联剂，成功制备了具有三维网络结构的 CMC/ADH 水凝胶，研究了 CMC/ADH 水凝胶对废水中重金属离子（ Cr6+、Cu2+、Pb2+）的吸附性能。采用傅里叶变换红外光谱（ FT-IR ）、扫描电子显微镜（ SEM ）、 X 射线能谱分析（ EDS ）和溶胀性能分析等方法对 CMC/ADH 水凝胶进行表征;研究了吸附时间、pH 值及重金属离子初始浓度对 CMC/ADH 水凝胶在模拟废水中吸附行为的影响;并对 CMC/ADH 水凝胶的吸附机理进行分析研究。结果表明，在室温（25℃）、 pH 值=3、重金属离子初始浓度50 mg/L 、吸附时间300 min 的条件下，CMC/ADH 水凝胶对废水中 Cr6+、Cu2+和 Pb2+的吸附量分别为31.5、75.9和72.0 mg/g;其吸附过程的动力学模型和等温模型的拟合結果表明，CMC/ADH 水凝胶吸附重金属离子的过程是单层化学吸附过程。

关键词：羧甲基纤维素钠（ CMC ）;己二酸二酰肼（ ADH ）;水凝胶;重金属离子;废水

中图分类号：TS72;TQ424;X703文献标识码：A DOI：10.11981/j. issn.1000?6842.2021.04.38

水凝胶是一种通过化学或物理方法交联而成的三维网络聚合物，由于网络结构的存在和聚合物链的交联而具有吸水却不溶于水的特性[1-4]。水凝胶在废水处理、农业灌溉、医疗设备和医疗材料等领域均有应用，具有多种商业用途[5-6]。随着人们对环境保护的愈加重视，对石化材料的依赖需求减少，天然生物聚合物材料备受众多研究者的关注[7-8]。近年来，因天然生物基材料的纤维素具有环境友好和低成本的特点，纤维素及其衍生物和复合材料等被广泛应用于水凝胶的制备。羧甲基纤维素钠（ CMC ）是一种含有亲水羧基的聚合物，其溶解性比纤维素更强，吸水量大，以其为材料制备的水凝胶具有高吸水性的特点[2，9-10]。此外， CMC 水凝胶还具有无毒且成本低的优点，且 CMC 水凝胶对 pH 值和离子强度的变化很敏感，是纤维素水凝胶众多类型中唯一的聚电解质[11-12]。水凝胶的制备过程中，交联剂的选择至关重要。己二酸二酰肼（ ADH ）是一种双功能交联试剂，易溶于水，常用于涂料固化剂、金属减活剂及水处理剂等，可与透明质酸钠交联后得到较为稳定的酰胺结构，具有良好的生物相容性。

随着经济水平的提高和人类活动的频繁，工业、农业和采矿活动及日常生活产生的污/废水中重金属离子（ Cr6+、Cr3+、Cu2+、Pb2+、Cd2+等）的含量逐渐增加[13-15]。重金属离子不可降解且具有毒性，易在地下水中积累[16]，甚至会通过食物链造成生物积累，对生态环境和人体健康构成严重威胁[14-15，17-19]。目前，重金属离子污染已经成为一个全球性的环境问题[20-22]。去除水体中重金属离子的常规方法有化学絮凝、离子交换[23]、膜过滤[24]、电解、吸附[25-26]等。考虑到去除重金属离子的能力、处理过程中的能耗、操作条件的敏感性及处理后造成二次污染的可能性，吸附法是最常用的方法[27]。然而，传统吸附剂存在一定缺陷，如活性炭处理低浓度重金属离子废水时去除能力很低，且成本较高[28-29]。而基于天然生物基材料制成的水凝胶富含官能团，尤其适用于处理水体中的重金属离子[29-32]。

本课题提出了一种在常温常压条件下，以 CMC 为基材、ADH 为交联剂，制备具有三维网络结构的 CMC/ADH 水凝胶的方法。利用傅里叶变换红外光谱（ FT-IR ）、扫描电子显微镜（ SEM ）和 X 射线能谱分析（ EDS ）等对 CMC/ADH 水凝胶进行表征，研究了其溶胀性能及吸附时间、pH 值、重金属离子初始浓度对 CMC/ADH 水凝胶在模拟废水中吸附行为的影响，并利用吸附等温线模型、吸附动力学模型对该吸附过程的结果进行拟合，以期为 CMC/ADH 水凝胶应用于重金属离子的吸附提供理论支持。

1 实验

1.1材料与试剂

CMC 粉末，黏度300～800 mPa ·s ，国药集团化学试剂有限公司;ADH （ HPLC 纯度>99.0%），阿拉丁试剂（上海）有限公司;1-乙基-（3-二甲基氨基丙基）碳二亚胺盐酸盐（ EDC ·HCl ，纯度≥99.0%），合肥博美生物科技有限责任公司;N-羟基琥珀酰亚胺（ NHS ，纯度≥99%），上海金穗生物科技有限公司; K2Cr2O7、CuSO4·5H2O 、Pb（CH3COO ）2、氢氧化钠、硝酸、丙三醇，均为分析纯，国药集团化学试剂有限公司;二苯基碳酰二肼，分析纯，天津市致远化学试剂有限公司。

1.2仪器与设备

FD-1A-50型真空冷冻干燥机，北京博医康实验仪器有限公司;Thermo Scientific Nicolet 10型傅里叶红外光谱仪，美国Thermofisher公司; MIRA3 LMH 型扫描电子显微镜，捷克 TESCAN 公司;牛津 X MAX20型 X 射线能谱仪，英国牛津仪器公司; GVC-1200型离子溅射仪，北京格微科技有限公司;V-1200型可见分光光度计，上海美谱达仪器有限公司;SHA-C 型水浴恒温振荡器，常州亿通分析仪器制造有限公司; AA6800型火焰原子分光光度计，日本 Shimadzu 公司。

1.3实验方法

1.3.1CMC/ADH 水凝胶的制备

以 CMC 为基材、ADH 为交联剂，在常温常压条件下制备 CMC/ADH 水凝胶，其具体步骤如下：室温条件下，准确称取2.4216 g CMC 溶于150 mL 去离子水中，经磁力搅拌得到1.6 wt% CMC 溶液;然后准确称取0.4355 g ADH 溶于上述得到的 CMC 溶液中，磁力搅拌20 min。准确称取1.9170 g EDC ·HCl 和1.1509 g NHS 分别溶于4 mL 去离子水中，边搅拌边向 CMC/ ADH 混合溶液中逐滴加入上述 EDC ·HCl 溶液，滴加完成后磁力搅拌5 min （转速100 r/min），随后继续滴加 NHS 溶液，滴加完成后继续磁力搅拌10 min ，随后静置24 h 。将得到的反应混合物转移至预处理后的透析袋，置于去离子水中透析48 h ，随后取出，得到纯净的 CMC/ADH 水凝胶，冷冻干燥备用。

1.3.2CMC/ADH 水凝胶的表征

1.3.2.1FT-IR 分析

取 CMC 、ADH 和冷冻干燥后的 CMC/ADH 水凝胶试样，采用Thermo Scientific Nicolet 10型傅里叶变换红外光谱仪对样品进行分析测试，扫描范围400～4000 cm-1，扫描次数32，光谱分辨率4 cm-1。

1.3.2.2SEM 和 EDS 分析

采用 GVC-1200型离子溅射仪对冷冻干燥后的 CMC/ADH 水凝胶试样进行表面喷金，电流设定13 mA，喷金时间120 s ，采用 MIRA3 LMH 型扫描电子显微镜观察喷金后样品的微观形貌。采用牛津 X MAX20型 X 射线能谱仪对喷金后样品进行元素映射处理。

1.3.2.3溶胀率的测定

采用质量分析法[33]分析 CMC/ADH 水凝胶在室温下的溶胀率。将已知质量的干凝胶浸泡于适量去离子水中，在规定时间间隔内取出溶胀的凝胶放于滤纸上以去除多余水分，然后准确称量其质量。将干凝胶浸泡在水中直到其质量不再变化时，即达到溶胀平衡;按照式（1）计算水凝胶的溶胀率。

式中， Wt是室温下 t 时刻时，溶胀的水凝胶质量（g）; W0是干凝胶的质量（g）。

1.3.2.4孔隙率的测定

利用液体乙醇置换法测定 CMC/ADH 水凝胶的孔隙率ε。将水凝胶浸入一个装有已知体积乙醇的量筒中，将水凝胶保持在乙醇中，进行一系列的抽吸-再加压循环，以促进乙醇渗透到水凝胶的孔隙中，直到水凝胶中不再溢出气泡;按照式（2）计算水凝胶的孔隙率ε。

式中， V1是量筒中乙醇的体积（ mL ）; V2是水凝胶浸入乙醇后的总体积（ mL ）; V3是取出水凝膠后，量筒内剩余乙醇的体积（ mL ）。

1.3.3CMC/ADH 水凝胶吸附重金属离子实验

分别将 K2Cr2O7、CuSO4·5H2O 、Pb（CH3COO ）2溶解于去离子水中，制备 Cr6+、 Cu2+、Pb2+浓度各为50 mg/L 的 K2Cr2O7、CuSO4·5H2O 、Pb（CH3COO ）2溶液（模拟废水水样）。称取500 mg CMC/ADH 水凝胶放入分别装有50 mL 上述溶液的锥形瓶（100 mL）中，研究溶液 pH 值（pH 值=1～7）、重金属离子初始浓度（ C0=10～50 mg/L）、吸附时间（ 0～300 min）对 CMC/ADH 水凝胶吸附重金属离子（ Cr6+、Cu2+和 Pb2+）的影响。整个吸附实验在 SHA-C 型水浴恒温振荡器中进行。根据二苯碳酰二肼分光光度法[34]、使用 V-1200型可见分光光度计，在波长540 nm 处测定水样中 Cr6+的浓度;根据直接吸入火焰原子吸收法、使用 AA6800型火焰原子分光光度仪测定水样中 Cu2+、Pb2+的浓度。水样中重金属离子的去除率和吸附量分别按照式（3）和式（4）计算。

式中，r 是水样中重金属离子的去除率（%）; C0 是水样中重金属离子的初始浓度（mg/L），50 mg/L; Ce 是达到吸附平衡时，溶液中重金属离子的浓度（mg/L）;qe是达到吸附平衡时，每单位质量水凝胶吸附重金属离子的质量（mg/g）; m 是水凝胶的质量（g）; V是重金属离子溶液的体积（ L ）。

1.3.4CMC/ADH 水凝胶对重金属离子的吸附机理

1.3.4.1吸附动力学

采用仿一级动力学模型和仿二级动力学模型研究 CMC/ADH 水凝胶的吸附动力学。仿一级动力学模型假设扩散和传质对吸附速率有影响;仿二级动力学模型假设吸附重金属离子的吸附速率受化学吸附机制影响，这种化学吸附常涉及吸附剂和被吸附物质之间的电子共享。仿一级动力学模型和仿二级动力学模型的数学方程式分别如式（5）和式（6）所示[35-36]。

式中，qe是达到吸附平衡时，每单位质量水凝胶吸附重金属的质量（mg/g）; qt 是吸附时间为 t 时，每单位质量水凝胶吸附重金属的质量（mg/g）; k1是仿一级动力学速率常数（min-1）; k2是仿二级动力学速率常数（g/（mg ·min））; t 为吸附时间（min）。

1.3.4.2吸附等温线

采用常用的 Langmuir 等温线模型和 Freundlich 等温线模型描述重金属离子和吸附剂之间的关系。 Langmuir 等温线模型假设吸附剂为单层表面吸附，吸附剂上的所有吸附位点相同，且所吸附的离子之间相互独立，互不影响。Freundlich 等温线模型是经验方程，适用于非均匀吸附剂表面的多层吸附，它假设吸附分子分布不均匀，对非均匀吸附剂表面的亲和力不同。Langmuir 等温线模型和 Freundlich 等温线模型的方程式分别如式（7）和式（8）所示[37]。

式中，Ce 是达到吸附平衡时，溶液中重金属离子的浓度（mg/L）;qe是达到吸附平衡时，每单位质量水凝胶吸附重金属离子的质量（mg/g）;qm是水凝胶吸附重金属离子的理论饱和吸附量（mg/g）; KL 是 Langmuir 等温线吸附常数（L/mg）; KF 是 Freundlich 等温线吸附常数（mg/g ·（L/mg）1/n ）; n 是与表面不均匀性有关的吸附常数。

1.4数据处理

每个实验重复3次，实验数据取3次测定值的平均值，使用 Origin 2017软件绘制相关图表。使用 SPSS 16.0软件对实验数据进行方差分析（ ANOVA， Duncan ），并分析数据间的显著性差异（当p<0.05时，具有显著性差异）。

2 结果与讨论

2.1CMC/ADH 水凝胶的制备技术路线

CMC/ADH 水凝胶的制备技术路线如图1所示。由图1可知，首先，CMC 中的羧基与 EDC ·HCl 反应生成中间体（ O-酰基异硫脲），然后，中间体与 NHS 生成酯，引入酯基活化羧酸，最后，含 NHS 活性酯的 CMC 再与 ADH 反应生成以酰胺键（—CONH—）相连的 CMC/ADH 水凝胶。

2.2CMC/ADH 水凝胶的性能表征

2.2.1CMC/ADH 水凝胶的形貌分析

图2（a）和图2（b）分别为 CMC/ADH 水凝胶干燥前后的照片。从图2（a）可以看出，根据图1的制备技术路线，成功制备了 CMC/ADH 水凝胶。图2（b）显示了 CMC/ADH 水凝胶冷冻干燥后蓬松的纤维结构;经测试 CMC/ADH 水凝胶的孔隙率为40%。CMC/ADH 水凝胶样品表面和截面的 SEM 图分别如图2（c）和图2（d）所示。从图2（c）可以看出，CMC/ADH 水凝胶具有多孔径结构，其平均孔径约为200?m;图2（d）展现了 CMC/ADH 水凝胶蓬松分层的内部结构，证明本课题组制备的 CMC/ADH 水凝胶具有疏松多孔的交联网络结构。

2.2.2FT-IR 分析

ADH 、CMC 和 CMC/ADH 水凝胶的 FT-IR 谱图如图3所示。从图3可以看出，ADH 的氨基（—NH2—、—NH—）的特征吸收峰分别位于3290和3180 cm-1处，酰胺键 （—CO—NH—） 的特征吸收峰位于1620 cm-1处，饱和—CH—的伸缩振动峰和弯曲振动峰分别位于2865和1465 cm-1处，700 cm-1附近的中强特征吸收峰说明 ADH 结构中有长链（—CH4—）存在。CMC 的特征吸收峰分别位于3441 cm-1（—OH 伸缩振动）、1630 cm-1（—COO?中的—C=O 反对称振动）、1401 cm-1（—CH2弯曲振动）、1326 cm-1（—OH 弯曲振动）和1055 cm-1（ CH2—O—CH2伸缩振动）处。形成 CMC/ADH 水凝胶后，羟基（—OH ）形成的氢键作用增强，—OH 伸缩振动产生谱带的吸收峰增强且向低波数方向平移（3315 cm-1）。对比 ADH 和 CMC/ADH 水凝胶的谱图可以看出， 1650、1320和1060 cm-1处的羰基（—C=O）、羟基（—OH ）和醚键（ CH2—O—CH2）的吸收峰显著增强。700 cm-1附近的特征吸收峰说明 CMC/ADH 水凝胶结构中有长链存在，证明 CMC/ADH 水凝胶是以 CMC 为基材、ADH 为交联剂制备而成。

2.2.3溶胀性能分析

CMC/ADH 水凝胶的溶胀率如图4所示。由图4可知， CMC/ADH 水凝胶的溶胀率在30 min 内迅速提高至2464%，60 min 时缓慢提高至2805%， 120 min 后逐渐达到饱和，此时， CMC/ADH 水凝胶的溶胀率约为3000%，说明其具有良好的亲水性能。这主要是因为 CMC/ADH 水凝胶含有丰富的亲水基团，使得其更容易吸引水分子，与水亲和。同时， CMC/ADH 水凝胶具有的疏松多孔结构使其具有较大比表面积，毛细作用较显著，从而使得水分子在水凝胶表面的扩散速率较快。

2.3CMC/ADH 水凝胶吸附重金属离子的研究

2.3.1吸附时间对 CMC/ADH 水凝胶吸附性能的影响

图5显示的是随着吸附时间的推移， CMC/ADH 水凝胶对重金属离子吸附性能的变化。从图5可以看出，随着吸附时间的延长，CMC/ADH 水凝胶对 Cr6+、 Cu2+和 Pb2+的吸附量均呈先迅速提高后逐渐达到平衡的趋势。其中， CMC/ADH 水凝胶对 Cr6+的吸附量在60 min 时达到平衡，平衡时吸附量为31.5 mg/g。 CMC/ADH 水凝胶对 Cu2+和 Pb2+的吸附量均在300 min 时达到平衡，平衡时对 Cu2+和 Pb2+的吸附量分别为75.9和72.0 mg/g 。CMC/ADH 水凝胶对 Cr6+的吸附与其对 Cu2+和 Pb2+的吸附有差异，主要是因为重金属离子在溶液中的性质不同，Cr6+在不同 pH 值溶液中具有不同的存在形式。

图6（a）显示的是吸附重金属离子前 CMC/ADH 水凝胶的 EDS 谱图，图 6（b）～图6（d）分别显示的是在吸附时间为300 min 、溶液浓度为50 mg/L 条件下，吸附 Cr6+、Cu2+和 Pb2+后 CMC/ADH 水凝胶的 EDS 谱图。这些谱图证明 CMC/ADH 水凝胶对 Cr6+、Cu2+和 Pb2+均有较好的吸附作用，且对 Cu2+和 Pb2+的吸附作用更好。

2.3.2pH 值对 CMC/ADH 水凝胶吸附性能的影响

图7显示的是溶液 pH 值对 CMC/ADH 水凝胶吸附重金属离子的影响。从图7可以看出，随着溶液 pH 值升高， CMC/ADH 水凝胶对溶液中 Cr6+的吸附效率（去除率）逐漸下降;而对 Cu2+和 Pb2+的吸附效率呈先升高后略降低的趋势;当 pH 值=3时，CMC/ADH 水凝胶对 Cu2+和 Pb2+的去除率最高。这主要是因为 Cr6+与 Cu2+、Pb2+的化学性质不同。Hyder等[38] 的研究表明，在 pH 值较低的环境中， Cr6+的主要存在形式为 HCrO4?，随着 pH 值的升高，Cr6+逐渐转化为 CrO42?和 Cr2O72?。当溶液 pH 值较低时，CMC/ADH 水凝胶表面带正电，可与 HCrO4?以静电作用相互吸引，从而去除 Cr6+。当溶液 pH 值较高时，Cr6+去除率迅速降低;可能是因为在此环境中 CMC/ADH 水凝胶表面带负电，其与 CrO42?和 Cr2O72?的静电作用减弱，从而对 Cr6+的去除率降低。对于 Cu2+和 Pb2+，当溶液 pH 值过低时，溶液中的 H+占据 CMC/ADH水凝胶的吸附位点，与 Cu2+ 和 Pb2+形成竞争吸附的关系，不利于 CMC/ADH 水凝胶对 Cu2+和 Pb2+吸附;随着溶液 pH 值的升高， CMC/ ADH 水凝胶的表面带负电，且其吸附位点增加，同时由于 Na+的电离及阴离子的静电排斥力，其网络结构的弹性模量增大，从而 CMC/ADH 水凝胶的网络结构得以有效扩张，因此，其吸附性能也随之提高;而溶液 pH 值过高时， CMC/ADH 水凝胶对 Cu2+和 Pb2+的去除率呈下降趋势，可能是因为溶液中的 Cu2+和 Pb2+ 产生水解作用，使得游离的金属离子减少，因此， CMC/ADH 水凝胶对 Cu2+和 Pb2+的吸附量降低。

综上，当溶液 pH 值=3时，CMC/ADH 水凝膠对溶液中的 Cr6+、 Cu2+和 Pb2+的去除率均达到较高/最高值。

2.3.3重金属离子初始浓度对 CMC/ADH 水凝胶吸附性能的影响

重金属离子初始浓度对 CMC/ADH 水凝胶吸附性能的影响如图8所示。由图8可知，随着重金属离子初始浓度的增大， CMC/ADH 水凝胶对 Cr6+、Cu2+和 Pb2+的吸附量也随之增加，而其相应的去除率逐渐降低，其中，Cr6+的去除率最小。Sahmoune等[39]的研究表明，金属离子初始浓度对吸附剂产生一种驱动力，使得金属离子能够从溶液转移至吸附剂表面。因此，随着重金属离子初始浓度的增大， CMC/ADH 水凝胶受到的驱动力增大，可以吸附更多的金属离子，吸附量也随之增大。但同时，较高的重金属离子初始浓度使得 CMC/ADH水凝胶表面的吸附位点达到饱和，使得 CMC/ADH 水凝胶对 Cr6+、Cu2+和 Pb2+的去除率降低。

2.4CMC/ADH 水凝胶对重金属离子吸附机理的研究

分别利用仿一级动力学模型和仿二级动力学模型对 CMC/ADH 水凝胶吸附 Cr6+、Cu2+和 Pb2+的过程进行拟合，研究其吸附动力学，拟合结果如图9所示。从图9可以看出，相较于仿一级动力学模型拟合结果， CMC/ADH 水凝胶对3种重金属离子的仿二级动力学模型拟合结果的相关系数 R2均较高（R2>0.99）。 R2与1的接近程度反应了模型与实际结果的接近程度，说明仿二级动力学模型的理论吸附量比仿一级动力学模型的理论吸附量更接近于实际测量结果;进一步说明 CMC/ADH 水凝胶对 Cr6+、Cu2+和 Pb2+的吸附过程属于化学吸附过程。

利用 Langmuir 等温线模型和 Freundlich 等温线模型对 CMC/ADH 水凝胶吸附 Cr6+、Cu2+和 Pb2+的过程进行拟合，研究其吸附等温线，拟合结果如图10所示。从图10可以看出，相较于 Freundlich 等温线模型拟合结果， CMC/ADH 水凝胶对3种重金属离子吸附过程的 Langmuir 等温线模型拟合结果的相关系数 R2均较高（R2>0.99），说明 Langmuir 等温线模型比 Freundlich 等温线模型更适合用于描述重金属离子和 CMC/ADH 水凝胶之间的关系。Langmuir 等温线模型假设吸附剂为单层表面吸附，说明 CMC/ADH 水凝胶对 Cr6+、Cu2+和 Pb2+的吸附过程与单层分子的化学吸附过程一致。

3 结论

3.1以羧甲基纤维素钠（ CMC ）为基材、己二酸二酰肼（ ADH ）为交联剂，在常温常压条件下制得具有三维网络结构的 CMC/ADH 水凝胶。制备得到的 CMC/ ADH 水凝胶具有良好的吸水性，吸附平衡时的溶胀率约为3000%。

3.2在室温（25℃）、溶液 pH 值=3、重金属离子初始浓度50 mg/L 、吸附时间300 min 的条件下， CMC/ ADH 水凝胶对3种重金属离子的吸附效果为： （1） Cu2+吸附量75.9 mg/g ，去除率91.4%;（2） Pb2+吸附量72.0 mg/g ，去除率81.9%;（3） Cr6+吸附量31.5 mg/g，去除率72.0%。

3.3CMC/ADH 水凝胶吸附 Cr6+、Cu2+、Pb2+过程的吸附动力学符合仿二级动力学模型，吸附等温线符合 Langmuir 等温线模型。拟合结果表明， CMC/ADH 水凝胶对 Cr6+、Cu2+和 Pb2+的吸附过程是单层化学吸附。

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Study on Preparation of Sodium Carboxymethyl Cellulose/Adipic Dihydrazide Hydrogel and Its Adsorption Performance for Heavy Metal Ions

YUAN QiWANG Yulong* HANJunyuanWEI XinxinDAI YangLIU Yanxin

（School of Chemistry and Food Engineering，Changsha University of Science and Technology，Changsha，Hu'nan Province，410114）

（*E-mail ：wangyulong_1977@126. com）

Abstract： The sodium carboxymethyl cellulose/adipic dihydrazide （CMC/ADH） hydrogel with three-dimensional network structure was suc ? cessfully prepared by using CMC as the substrate and ADH as the cross-linking agent. The adsorption performance of the CMC/ADH hydrogel on heavy metal ions （Cr6+，Cu2+，and Pb2+） in wastewater was studied. The as-prepared hydrogel was characterized through Fourier transform infrared spectroscopy （ FT-IR）， scanning electron microscope （SEM）， X-ray energy spectrum analysis （EDS）， and swelling performance analysis. The effects of adsorption time，pH value，and initial concentration of heavy metal ion on the adsorption process of CMC/ADH hydro ? gel in simulated wastewater，and the mechanism of which were studied. The results showed that the adsorption capacities of CMC/ADH hydro ? gel for Cr6+，Cu2+，and Pb2+ were 31.5，75.9，and 72.0 mg/g，respectively，at room temperature （25℃），pH value of 3，initial concentra? tionof heavy metal ion of 50 mg/L，and adsorption time of 300 min. The kinetic model and isothermal model fitting results of the adsorption process showed that adsorption of CMC/ADH hydrogel on heavy metal ions was a monolayer chemical process .

Keywords ：sodium carboxymethyl cellulose （CMC）;adipic dihydrazide （ ADH ）;hydrogel;heavy metal ions;wastewater

（责任编辑：杨艳）