海洋废弃生物质基吸附材料去除水中重金属离子的研究进展

蔡艳荣，蒋伟丽，常春,3

1.渤海大学 化学与材料工程学院，辽宁 锦州 121013;2.渤海大学 海洋研究院，辽宁 锦州 121013;3.大连大学 环境与化学工程学院，辽宁 大连 116622

0 引言

重金属废水主要源于冶炼、采矿、电镀、制革、印染等行业，其治理一直是困扰人们的难题。吸附法去除废水中重金属离子是目前研究的热点之一。吸附法主要是利用多孔、高比表面积的固体材料吸附废水中重金属离子并将其去除的方法，适合处理各种类型的重金属废水。吸附法处理效率高、操作简单、吸附剂来源广，是一种经济、有效且极具推广应用价值的重金属废水处理方法[1]。

吸附法处理废水的关键在于吸附剂的选择，传统的吸附剂主要有硅胶、沸石、分子筛、活性炭、离子交换树脂及新型吸附材料(纳米材料、离子印迹材料、金属有机框架化合物(MOFs))等。生物质作为一种常见的吸附材料，近年来开始作为吸附剂用于处理重金属废水。废弃生物质具有成本低、原料来源广、比表面积大、孔隙结构发达、化学稳定性好、可在表面引入各种功能性官能团等优点，在废水中重金属离子的吸附方面表现出独特的优势。目前关注较多的是以农林植物类废弃生物质作为原料进行废水中重金属离子吸附的研究，且已取得了系列成果[2-3]。

渔业和水产养殖部门生产加工过程会产生数量巨大且种类多样的海洋废弃生物质及副产品生物质，这些海洋废弃物大部分在海上处置，不仅不利于资源化利用，也会对海洋环境造成污染[4]。海洋废弃生物质主要包括两大类——动物类和植物类，动物类主要是壳类生物，植物类主要是藻类和苔类物质。动物类的虾壳中含有大量的矿物质(质量分数约40%，主要是CaCO3)，其次是甲壳素(CT,质量分数约20%～25%)，其余是少量蛋白质、脂肪、虾红素、虾黄素等[5]。蟹壳的化学成分主要包括CaCO3、几丁质及一些蛋白质，且它能保持刚性结构，具有优良的机械强度，能在极端条件下实现再生[6]。大型藻类是无毒、低成本、容易获得的生物质材料[7]。这些海洋废弃生物质具有高吸收能力、易获得、经济性、选择性、能够再生等优点。基于此，本文拟对近年来利用海洋废弃生物质作为吸附原材料去除废水中重金属离子的研究进行综述，为探索更多利用海洋废弃生物质制备吸附材料去除废水中不同重金属离子的方案提供参考。

1 海洋生物质吸附材料

1.1 壳类

据报道，现今食品加工业每年都会产生600～8×106t的虾壳、蟹壳等废弃物[8]，由于人们对它们潜在价值的忽视，这类物质大多直接被当成垃圾填埋[9]。壳类废弃物中含有的CaCO3能够与废水中的重金属离子发生离子交换、络合、沉淀等化学反应，从而将重金属离子从水中去除。有研究表明[10]，一些动物的壳和相关的壳聚糖产品具有去除重金属的性能，可以直接利用壳类物质(如蟹壳、贝壳、牡蛎壳等)作为吸附材料去除废水中的重金属离子。

罗文文等[11]用贝壳粉吸附水中Cd2+，实验结果表明吸附过程符合准一级动力学模型，Temkin模型和Langmuir模型均能较好地描述贝壳粉对Cd2+的等温吸附过程，约30 min时贝壳粉对Cd2+吸附达到平衡，饱和吸附量为161.75 mg/g。陈闽子等[12]研究发现,贝壳粉对Pb2+的吸附容量随贝壳粉粒径的减小和吸附温度的升高而增大。高艳娇等[13]用碎牡蛎壳粉吸附Cd2+和Co2+，发现吸附单一组分时，牡蛎壳粉对Cd2+和Co2+的吸附能力分别是3.42 mg/g和0.48 mg/g，去除率分别是96.2%和76.7%；在同时含有Cd2+和Co2+的溶液中,牡蛎壳粉对Cd2+和Co2+的吸附能力分别是1.82 mg/g和0.29 mg/g，去除率分别为75.1%和51.4%，该吸附过程的主要机制是形成了不溶性金属碳酸盐。周强等[14]以牡蛎壳粉为主要原料，不经煅烧直接成型制备废水除铅吸附剂，去除率达90.0%以上，可以同时满足除铅效率和回收再利用强度要求，其吸附机理兼有物理和化学吸附。邓勤等[15]研究发现，一定条件下，牡蛎壳粉对Cu2+的去除率达96.0%，吸附量为9.60 mg/g。

壳类生物质吸附材料由于原料的产地不同，对不同金属离子的吸附量具有一定差异，但去除率均较高，一般都能达到90.0%以上。

1.2 藻类

藻类是海洋中生物质的生产者，可以简单分为大藻类和微藻类，由于其生长快速、环境耐受性好、固碳效率高，是可再生能源、食品添加剂、药物补充剂的潜在替代来源，在废水处理方面的应用也受到了广泛关注[16]。应用于废水处理时，既可以用活体藻类作为吸附剂使用，也可以将藻类烘干研磨成粉再使用。

李印霞等[17]研究发现，一定条件下，铜绿微囊藻对Cr(Ⅵ)吸附率可达98.30%，单位藻生物量的吸附量可达58.60 g/g。王竞峰等[18]利用3种海洋硅藻干粉对水中重金属Cd2+进行吸附，发现菱形藻、角毛藻和海链藻的最大实验吸附量分别为303.75 mg/g，275.25 mg/g和224.36 mg/g，3种硅藻干粉对Cd2+的吸附均很好地符合二级动力学模型，吸附等温数据均更符合Langmuir等温吸附。杜嘉励等[19]研究发现,马尾藻对污水中重金属Pb2+的吸附率随Pb2+质量浓度的增加而增加，当Pb2+质量浓度达到120 mg/L时,吸附率达到最大值，且在最优条件下吸附率可达82.2%。郭赣林等[20-21]研究了活体浒苔对Cu2+、Cd2+的生物吸附能力，发现在暴露72 h后，浒苔对Cu2+的去除率远大于Cd2+，且2种重金属的存在都会大幅降低浒苔的叶绿素和蛋白质含量。陈小梅等[22]用浒苔粉末作吸附材料处理废水中Pb2+，发现在一定条件下，吸附率可达82.0%，吸附过程符合Langmuir和Freundlich等温吸附模型。

综上所述，不同种类的藻类生物质吸附材料对重金属离子的吸附效果不同。因为具有原料成本低、吸附量大、无二次污染等优点，藻类生物质吸附材料在重金属废水的处理中具有广阔的应用前景。

2 海洋废弃物生物质改性吸附材料

为了进一步提高生物质吸附材料的吸附性能，可以通过对生物质进行改性以显著提高对重金属离子的吸附效果。

2.1 海洋废弃物中壳类物质改性

对海洋废弃物中壳类物质的改性大致分为物理改性和化学改性。物理改性指通过改变生物质吸附剂的表层特征和内部结构实现对吸附效果的影响，包括简单粉碎和高温热解。化学改性是加入酸、碱、有机物等化学物质，使生物质吸附剂与其发生化学反应，从而生成吸附效果更好的物质[23]。

王征等[24]用直接煅烧的物理改性方法活化4种贝壳粉，煅烧活化后的贝壳粉以多孔状CaCO3形式存在，具有较大的比表面积，其对废水中Pb2+的吸附均符合Freundlich等温吸附模型。陈立新等[25]直接将废弃贝壳在马弗炉中灼烧后磨碎，用于处理质量浓度分别为50.00 mg/L的Mn2+、Zn2+、Cu2+、Cd2+废水，控制废水pH值为7.5、搅拌时间为1.5 h、加入吸附剂量为20 g/L时，对Zn2+、Cu2+、Cd2+的吸附率达到90%以上，对Mn2+吸附率约50%左右。纪丽丽等[26]发现贻贝壳粉经高温煅烧后材料比表面积显著增大，主要成分为CaO，其作为吸附剂对水中Cd2+的吸附量明显高于对Pb2+的吸附量。叶昆等[27]研究发现，牡蛎壳粉煅烧后，表面出现很多微小孔隙，CaCO3几乎完全变为CaO，对水中重金属Pb2+和Cd2+有较强的吸附性能，吸附过程符合Freundlich模型和拟二级动力学模型。

除了通过简单的煅烧方法对壳类物质进行改性外，还可以采用磁性方法对壳类物质进行改性。F.Mihara等[28]将磁铁矿纳米粒子包裹在扇贝壳表面，对扇贝壳进行磁化处理后用以吸附水溶液中的Cr(Ⅵ)，当pH=3时改性材料对Cr(Ⅵ)的去除率最高，对Cr(Ⅵ)的最大吸附量约为30 mg/g；吸附反应的动力学研究表明,与准一级模型和颗粒内扩散模型相比，吸附过程更符合准二级动力学模型。C.Jeon等[6]采用三乙胺和环氧氯丙烷共聚合的方法制备了胺浸渍蟹壳吸附剂，用以去除废水中的Cr(Ⅵ)，当初始溶液pH=2.0时，胺浸渍蟹壳对Cr(Ⅵ)的吸附量最高,达36.86 mg/g。图1给出了胺浸渍蟹壳的形成机理及其对Cr(Ⅵ)的吸附过程。

图1 胺浸渍蟹壳的形成机理及其对Cr(Ⅵ)的吸附过程[6]

2.2 海洋废弃物中藻类物质改性

对藻类物质进行化学改性可以明显改善其吸附性能。赵济金等[29]用高锰酸钾-硫酸亚铁对铜绿微囊藻进行改性得到铁锰改性藻粉复合材料，发现该复合材料对水中Sb(Ⅲ)的吸附量提升较高，对Sb(Ⅴ)的吸附量提升较少；同时，共存阴离子对Sb(Ⅲ)的吸附几乎没有影响，但对Sb(Ⅴ)的吸附影响较大，可使其吸附量降低近80%。王有丽等[30]利用HCl改性浒苔并用以吸附水中的Cr(Ⅵ)，实验结果表明，酸性条件有利于浒苔吸附Cr(Ⅵ)，在pH=1时,浒苔对Cr(Ⅵ)的去除率可达99.70%。分析认为，HCl改性能够去除浒苔自身吸附的部分金属离子和其他可溶性物质，增加藻类的吸附位点，从而提高对Cr(Ⅵ)的吸附能力。

综上所述，改性壳类生物质和改性藻类生物质对水中重金属离子的吸附过程符合准二级动力学模型；前者大部分符合Freundlich等温模型，后者大部分符合Langmiur等温模型。改性可以改变吸附材料的理化性质(如增大比表面积、增加主要官能团等)，从而使其能够更高效地吸附重金属离子。

3 海洋废弃物制备生物炭吸附材料

3.1 生物炭

生物炭是利用生物残体在缺氧或限氧条件下，经高温慢热解(通常<700 ℃)所产生的难溶、稳定、高度芳香化、富含碳素的固态物[31]，是一种易于制造、成本低且可持续性高的功能材料。不同热解温度下生物炭对有机污染物和无机污染物的吸附机理包括络合作用、静电效应、共沉淀等[32]。吸附重金属离子时，金属离子与生物炭表面的相互作用包括络合作用、静电效应、共沉淀等。近年来，生物炭在陆地和水生环境重金属污染修复方面也受到了广泛关注[33]。为提高海洋废弃物的利用价值，将其制备成生物炭并加以改性已成为生物质基吸附材料研究的热点之一。

3.1.1 海洋植物类废弃物制备生物炭利用海洋植物类废弃物制备生物炭用于去除废水中的重金属已有报道。K.L.Yu等[34]总结了海洋藻类物质制备生物炭的基本理化性质：藻类每单位生物量可以产生较多的生物炭，该生物炭的比表面积通常较低，发热值低于木质纤维素生物炭；该生物炭通常碳含量低，氮和矿物质(灰分)含量高，且均为碱性。藻类生物炭的制备工艺流程如图2所示。

图2 藻类生物炭的制备工艺流程[34]

一些研究者将藻类生物炭用于净化Cr(Ⅵ)、Pb2+和Cu2+污染的废水。陈友媛等[35]用浒苔作原料通过慢性热解技术得到生物炭，当溶液pH=2时，该生物炭对Cr(Ⅵ)的最大吸附量为4.79 mg/g，吸附机制包括静电效应和络合作用。刘忠晓[36]研究了浒苔基活性炭对重金属离子Cu2+的吸附性能，发现在pH=7.0时吸附性能最好，对Cu2+的平衡吸附量为24.50 mg/g。周灵等[37]研究发现,450 ℃下制备的狐尾藻基生物炭对Cu2+的最大吸附量为98.16 mg/g。

3.1.2 海洋动物类废弃物制备生物炭以海洋动物类废弃物为原料制备生物炭，主要指虾壳类和蟹壳类。马洁晨等[38]研究发现，采用限氧慢速热解法制备的龙虾壳基生物炭对水中Zn2+的最大吸附量可达462.50 mg/g，吸附机理包括阳离子交换、沉淀、络合、与π电子配位作用等；该生物炭对废水中Cu2+和Cd2+的吸附量随pH值增加而增加[39]。王丽等[40]将以小龙虾壳为原料制成的生物炭用于处理废水中的Cr(Ⅵ)，在一定条件下，该生物炭对Cr(Ⅵ)的吸附量为73.83 mg/g，吸附过程符合准二级动力学模型，同时也符合 Langmuir 和 Freundlich 等温吸附模型。李杨等[41]通过对小龙虾壳高温炭化然后酸洗脱钙制备多孔生物炭，并用于处理水中Pb2+，发现Pb2+主要吸附在生物炭表面，吸附过程中Pb2+与功能基团可能通过配位、交联、静电作用等方式结合，吸附容量可达87.40 mg/g。刘雪平等[42]将蟹壳在400 ℃热解制成生物炭，一定条件下,该生物炭对Pb2+的平衡吸附量为60.30 mg/g，去除率>90.00%，反应符合准二级动力学方程；用Langmuir和Freundlich方程对吸附等温线进行拟合，发现Langmuir 模型能更好地反映吸附过程特征。

以海洋废弃物为原料制备的各种生物炭对水中重金属离子的吸附性能存在较大差异：藻类和水生植物基生物炭对金属离子的吸附量较低，一般<20.00 mg/g；龙虾壳和蟹壳基生物炭对金属离子的吸附量较高，一般>60.00 mg/g。由此可见，虾、蟹壳基生物炭对重金属离子的吸附效果更为明显。

3.2 海洋生物炭改性材料

由海洋废弃生物质制备的生物炭可以通过物理方法(微波改性[43]、球磨改性、磁改性等[44])和化学方法(氧化还原改性[45]、酸碱改性[46]等)进行改性。姚伯雨等[47]以蓝藻为原料，采用磷酸活化的水热炭化法制备蓝藻水热炭用于吸附废水中的Cr(Ⅵ)，一定条件下对Cr(Ⅵ)的吸附量为1.98 mg/g，吸附率达到99.00%以上。Y.Wang等[48]研究发现，在800 ℃利用Fe2O3对浒苔生物炭进行磁改性制成的生物炭对水中Cr(Ⅵ)的去除率明显高于改性前，且对Cr(Ⅵ)的吸附量达到95.23 mg/g，这与Y.Y.Chen等[49]的研究结果基本一致，后者生物炭的吸附量为88.17 mg/g。N.Zhao等[50]研究发现，利用NaOH改性后的海带生物炭对Cd2+的吸附量显著提高，达到22.65 mg/g，且与污泥生物炭的吸附机理类似，主要通过共沉淀作用将Cd2+吸附到海带生物炭表面(图3)。

图3 污泥生物炭和海带生物炭对Cd2+的吸附机理[50]

不同的改性方法会影响生物炭的理化性质，如酸碱改性可以调节生物炭表面官能团和比表面积，为污染物提供更多的吸附位点；金属氧化物改性可以提高生物炭的吸附量及磁性，若吸附剂具有磁性则可以进行分离再生，进而降低其成本。因此，须选择合适的改性方法对生物炭进行改性。

4 海洋废弃物生物质制备高附加值吸附材料

近年来，用于处理废水中重金属离子的吸附材料主要来源于海洋生物质中提取的有效成分或直接将其制备成高附加值的吸附材料，这些材料主要包括甲壳素(CT)、壳聚糖及其他复合材料。

4.1 甲壳素(CT)

CT是一种线性聚合物(天然多糖)，是地球上储量第二丰富的天然生物聚合物(仅次于纤维素)[9]。CT广泛存在于浮游生物、昆虫和甲壳类动物的外骨骼中，这些生物体每年约产生1×1011t的CT，且以天然多糖为原料制备的吸附剂具有可再生、可生物降解等优点，备受推崇。M.A.Salam等[51]研究发现，将化学改性的CT与磁铁矿纳米颗粒混合形成的磁性纳米复合材料，对Cd(Ⅱ)的最大吸附量为119.90 mg/g。N.A.Samoilova等[52]研究发现，制备的含CT磁性复合物材料对Co2+的吸附量约为41.00 mg/g，对Cd2+的吸附量约为15.00 mg/g。W.Boulaiche等[53]以蟹壳中提取的CT为吸附剂，研究了不同实验条件下该吸附剂对体系中重金属M(Ⅱ)(M=Cd, Ni, Cu, Pb和Zn)吸附的影响，发现当Pb(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)、Ni(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)的质量浓度分别为50.00 mg/L、47.61 mg/L、43.40 mg/L、40.00 mg/L和38.46 mg/L时,吸附量达到最大值。J.Y.Wei等[54]研究发现，间苯二胺(PmPD)纳米粒子具有优异的氧化还原性能和对Cr(Ⅵ)吸附性能，利用PmPD在CT材料上发生的原位聚合反应制备了一种环境友好的CT复合材料，制备示意图如图4所示；该复合材料具有大尺寸球体，提高了活性位点的暴露程度，一定条件下对水中Cr(Ⅵ)的吸附量达到185.40 mg/g，吸附反应符合Langmuir模型;高吸附量主要是由于该复合材料中富含的氨基和羟基能够把Cr(Ⅵ)进行电子还原，从而有利于将其去除，反应过程为化学吸附控制。

图4 聚间苯二胺/甲壳素复合材料(PmPD-CT)的制备示意图[54]

4.2 壳聚糖

壳聚糖是将从海洋废弃物中提取的CT进行脱乙酰化得到的生物聚合物，可作为吸附剂去除废水中的重金属。S.Liu等[55]以壳聚糖为基体，戊二醛为交联剂，二硫化碳(CS2)为改性剂，制备了壳聚糖-SH(交联壳聚糖)吸附剂，该吸附剂对水溶液中钌(Ru(Ⅲ))的吸附机理为Ru3+与含S基团发生化学反应(图5);在一定条件下,该吸附剂对Ru3+的吸附量可达175.40 mg/g，对Ru3+的最大去除率为94.70%。A.F.Hassan[56]等制备了壳聚糖/纳米羟基磷灰石复合材料，发现该复合材料对Hg2+的最大静态吸附量为111.60 mg/g，静态吸附与Langmuir吸附等温线和准二级动力学模型均拟合良好。H.H.Zeng等[57]制备了一种新型超支化聚乙烯亚胺功能化羧甲基壳聚糖半互穿网络复合物(HPFC)吸附剂，发现该吸附剂对Hg2+的吸附遵循准二级动力学模型，对Hg2+的吸附机理为化学吸附，最大吸附量为1 594.00 mg/g。

图5 壳聚糖-SH的合成路线及对Ru3+的吸附机理[55]

4.3 海藻酸盐

从海藻中提取的海藻酸盐是一种环境友好的绿色材料[58]。郭成等[59]研究发现，以海藻酸钠(SA)为基体，向其中添加CaCO3和聚乙烯亚胺，以戊二醛为交联剂，经冷冻干燥后制备出的多孔海藻酸钠/聚乙烯亚胺凝胶球在温度为318.5 K，pH=2时，Langmuir模型拟合出其对Cr(Ⅵ)的最大吸附量为262.83 mg/g。王旭等[60]对纳米零价铁(Zero-Valent Iron, ZVI)进行硫化改性并用SA进行修饰，成功制备出一种高效去除Cr(Ⅵ)的功能材料SZVI-SA，其对Cr(Ⅵ)去除率可达92%，且该功能材料在吸附Cr(Ⅵ)的同时还能将其还原为Cr(Ⅲ)；SZVI-SA 对Cr(Ⅵ)的去除过程符合准二级动力学模型，吸附率主要受Cr(Ⅵ)与SZVI-SA结合位点之间化学反应速率的控制。艾亚菲等[61]研究发现，SA微球对Pb2+具有较好的吸附作用，实验条件下的平衡吸附量可达100～130.00 mg/g，吸附过程符合 Freundlich 模型，吸附速率符合准一级动力学方程。

4.4 羟基磷灰石

以海洋废弃物中的壳类物质为原料合成的羟基磷灰石也可用于去除废水中的金属离子。王瑜等[62]以贻贝壳为原料合成碳羟基磷灰石并用于吸附废水中的Cd2+，在常温常压下，该羟基磷灰石对Cd2+的去除率可达98.00%以上。宋杨等[63]以蛤贝壳粉为钙源制备羟基磷灰石材料，其对贝肉蒸煮液中的重金属Pb、Cr、Cd、Cu的平衡吸附量分别达到20.00 mg/g、2.50 mg/g、9.50 mg/g和7.50 mg/g，吸附方式以化学吸附为主，吸附过程与二级吸附动力学模型相符，实验条件下该材料对 Pb、Cr、Cu 3种金属离子的吸附行为更符合Freundlich等温吸附模型，对Cd的吸附行为更符合Langmuir等温模型。张浩等[64]也以贝壳粉为原料，以脐橙皮为模板合成了羟基磷灰石，25 ℃时其对水溶液中Pb2+的饱和吸附量达到90.06 mg/g，符合 Freundlich 等温吸附模型，吸附的机理主要是离子交换，孔内扩散是速控步骤。金科等[65]以废弃蛤蜊壳为原料，常温下采用沉淀法制备的羟基磷灰石对Pb2+的吸附效果非常好，25 ℃时吸附量可达1 445.00 mg/g，吸附过程符合拟二级动力学模型，吸附行为符合Langmuir吸附模型。

4.5 其他高附加值吸附材料

凌华金等[66]以牡蛎壳和硅微粉为主要原料，经烧结和水热改性制备了一种可再生使用的高效多孔复合硅钙质废水吸附材料，其对Pb2+的饱和吸附量为0.71 mg/g。P.Khownpurk等[67]以牡蛎壳粉和稻壳灰为原料，制备了牡蛎壳粉末处理的稻壳灰复合物颗粒(OS-TRHA)，并用于去除污水中的As3+，发现该颗粒对As3+的最大吸附量约为26.20 mg/g。

综上所述，CT与磁铁复合的材料较多，这类磁性复合材料可通过磁选从液体介质中分离出来，避免过滤或离心等劳动密集型分离操作。通过各种形式修饰的壳聚糖吸附能力最大化，更有利于吸附重金属离子。海藻酸钠与高分子类材料(聚乙烯亚胺)交联后，可增加复合凝胶的活性吸附位点和循环再生能力，由此达到吸附量最大化[68]。此外，海藻酸钠与纳米类材料(纳米零价铁)复合可以使磁性纳米颗粒嵌入海藻酸钠凝胶中，赋予其磁性，吸附完成后便于分离处理[69]。

5 结论和展望

吸附法作为一种价廉、高效去除水中重金属的方法，广泛应用于重金属污染废水的净化，而选择一种吸附效果良好的吸附剂是研究的关键。海洋废弃生物质种类多样且数量庞大，以其为原料制备吸附材料用以处理含金属离子的废水，不仅使海洋废弃物得到资源化利用、减少浪费和污染，还会使水环境得到改善，是一种治理环境污染较为理想的方案。本文综述了目前海洋废弃生物质基吸附材料用于吸附处理废水中重金属的研究进展，按照材料制备的难易程度进行了总结分析，从植物类和动物类废弃物的直接应用及改性后应用，到将材料制成生物炭及高附加值材料在吸附方面的应用进行了阐述。

未来可以通过探索新型生物质材料与生物质碳化材料，合理利用海洋资源，寻找更合适的吸附剂，进一步将海洋新型材料合理地应用于废水中金属离子的处理。目前的吸附材料多是对单一重金属离子的吸附，未来可以考虑优化改性方法，实现选择性吸附材料的制备，进而应用于二元体系或多种重金属离子混合体系水污染的治理。此外，研究一些绿色、环境友好的改性试剂，使其在吸附效果良好的同时又不会造成新的环境污染。最后，应努力尝试将废弃生物质重复循环利用，达到以废治污的目的。