水铁矿-细菌复合体吸附Pb(Ⅱ)：表面络合模型解析与分子机制洞察

水铁矿-细菌复合体吸附Pb(Ⅱ)：表面络合模型解析与分子机制洞察一、引言1.1研究背景与意义重金属污染是当今全球面临的严峻环境问题之一，其来源广泛，涵盖采矿、冶炼、电镀、化工等众多工业活动。这些活动产生的大量含重金属废水未经有效处理便排入环境，导致水体、土壤等生态系统遭受严重污染。重金属如铅（Pb）、汞（Hg）、镉（Cd）、铬（Cr）等具有毒性大、稳定性强、生物累积性高等特点，一旦进入环境，难以被自然降解，会在生态系统中长期存在，并通过食物链的传递不断富集，最终对人类健康构成严重威胁。以铅为例，它是一种毒性极强的重金属，在环境中广泛存在。当人体摄入过量的铅时，会对神经系统、血液系统、生殖系统等造成严重损害。对于儿童而言，铅中毒可能导致智力发育迟缓、学习能力下降、行为异常等问题；对于成年人，铅中毒则可能引发高血压、肾功能损害、贫血等疾病。据世界卫生组织（WHO）统计，全球每年因重金属污染导致的疾病负担沉重，大量人口受到不同程度的健康影响。传统的重金属废水处理方法，如化学沉淀法、离子交换树脂法、活性炭吸附法、电解法和膜分离法等，虽然在一定程度上能够去除废水中的重金属，但存在诸多局限性。化学沉淀法会产生大量化学污泥，这些污泥若处理不当，容易造成二次污染；离子交换树脂法的树脂成本高昂，且再生过程复杂，增加了处理成本；活性炭吸附法的吸附容量有限，且活性炭的再生困难；电解法需要消耗大量电能，运行成本高；膜分离法的膜组件价格昂贵，易堵塞，维护成本高。尤其是当重金属离子浓度较低时，这些传统方法往往因操作费用和原材料成本过高而难以实际应用。微生物吸附法作为一种新兴的重金属废水处理技术，具有诸多显著优势。它资金投入少，操作成本低，能够在较宽的pH及温度范围内发挥作用，对重金属离子的吸附率及选择性高，尤其对稀溶液中的重金属离子具有良好的处理效果，还能有效地回收一些贵重金属。例如，一些微生物能够通过细胞表面的官能团与重金属离子发生特异性结合，实现对重金属离子的高效吸附。然而，单一微生物在吸附重金属时也存在一些不足，如吸附容量有限、对环境条件变化较为敏感等。水铁矿是一种在自然界中广泛存在的铁氧化物矿物，其内部结构复杂，具有较高的比表面积和丰富的表面羟基等活性位点，对重金属离子具有较强的吸附能力。研究表明，水铁矿的官能团（-OH、-COOH等）能够与重金属离子形成化学键，从而达到良好的吸附效果。同时，吸附效果会受到pH、离子强度、物质的存在形式（有机物、阴离子等）、温度等因素的影响。当pH值在范围6-8之间时，水铁矿对重金属离子的吸附效果较好。将水铁矿与细菌复合形成水铁矿-细菌复合体，有望结合两者的优势，提高对重金属离子的吸附性能。细菌可以通过自身的代谢活动改变周围环境的微生态，促进水铁矿对重金属离子的吸附；而水铁矿则为细菌提供了附着的载体，增强细菌在环境中的稳定性。本研究聚焦于水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附性能，通过深入探究其吸附特性，包括吸附容量、吸附速率、吸附选择性等，为重金属废水处理提供新的吸附材料和方法。运用表面络合模型对吸附过程进行模拟，有助于从理论层面深入理解吸附机制，为实际应用提供理论依据。研究水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)吸附的分子机制，明确复合体表面与Pb(Ⅱ)发生作用的官能团、化学键以及吸附过程中的电子转移等微观过程，不仅能够丰富重金属吸附理论，还能为开发高效、稳定的重金属废水处理技术提供关键的理论支持和技术指导，对于解决日益严重的重金属污染问题具有重要的现实意义。1.2国内外研究现状水铁矿作为一种重要的铁氧化物矿物，在重金属吸附领域受到了广泛关注。研究表明，水铁矿具有较高的比表面积和丰富的表面羟基等活性位点，使其对重金属离子具有较强的吸附能力。例如，在对镉离子的吸附研究中发现，水铁矿的官能团（-OH、-COOH等）能够与镉离子形成化学键，从而达到良好的吸附效果，且当pH值在6-8之间时，吸附效果最佳。同时，水铁矿对重金属离子的吸附效果还会受到离子强度、物质的存在形式（有机物、阴离子等）、温度等因素的影响。当溶液中存在其他离子时，可能会与重金属离子发生竞争吸附，从而影响水铁矿对目标重金属离子的吸附效果；有机物的存在则可能通过与重金属离子络合或改变水铁矿表面性质等方式，对吸附过程产生促进或抑制作用。细菌对重金属的吸附也有大量研究。微生物能通过多种途径将重金属吸附在其细胞表面，革兰氏阳性细菌细胞壁主要由肽聚糖构成，且含有较多带负电荷的磷壁酸，能吸附阳离子；革兰氏阴性细菌细胞壁的脂多糖带有较强负电荷，也能吸附较多重金属阳离子；真菌的细胞壁成分带有较强负电荷，同样能吸附金属阳离子。活细胞吸附重金属分为两个阶段，第一阶段与死细胞吸附机理相同，第二阶段为重金属离子在微生物体内积累过程，此过程需要细胞代谢活动提供能量，并且对特定元素起作用。研究人员从辐射污染区土壤中筛选出的细菌对多种重金属离子具有较高耐受性，其中对Pb²⁺的最大耐受性可达2100mg/L，且在特定条件下，菌株对Pb²⁺的吸附率为98.9%，吸附量为39.56mg/g。将水铁矿与细菌复合形成复合体用于重金属吸附的研究也逐渐增多。相关研究利用在活细菌存在下合成水铁矿-细菌复合体样品，通过多种技术手段揭示了铅离子在复合体表面的空间分布及分子结构特征，从分子层面揭示了金属离子在矿物-微生物界面的结合机制。然而，目前对于水铁矿-细菌复合体的研究还存在一些不足，不同细菌与水铁矿复合的最佳条件尚未明确，复合体在复杂环境中的稳定性和吸附性能的持久性有待进一步研究。在表面络合模型方面，它是研究重金属吸附机制的重要工具。目前常用的表面络合模型包括扩散层模型（DLM）、恒定电容模型（CCM）、三层模型（TLM）等。这些模型通过建立数学方程，描述重金属离子在吸附剂表面的络合反应，从而预测吸附过程。扩散层模型考虑了表面电荷和离子在扩散层中的分布，能够较好地解释离子强度对吸附的影响；恒定电容模型假设表面电荷与表面电位之间存在线性关系，模型相对简单，但在解释一些复杂吸附现象时存在局限性；三层模型则综合考虑了表面电荷、离子在不同层中的分布以及表面电位的变化，对吸附过程的描述更为全面。在研究土壤腐殖酸吸附重金属的分子机制时，结合非理想竞争吸附（NICA）模型计算，明确了铜与腐殖酸不同类型官能团结合的热力学参数、作用机制及其络合物稳定性的差异。然而，现有的表面络合模型在描述水铁矿-细菌复合体对重金属的吸附时，还存在一些挑战。复合体的表面性质复杂，包含水铁矿和细菌的多种官能团，如何准确确定这些官能团的种类、数量和活性，以及它们在吸附过程中的相互作用，是完善表面络合模型需要解决的关键问题。从分子机制角度来看，同步辐射光源X-射线吸收精细结构光谱（XAFS、μXAFS）、等温滴定微量热（ITC）等技术的应用，为深入研究重金属在吸附剂表面的分子机制提供了有力手段。通过这些技术，研究人员能够确定重金属离子与吸附剂表面官能团的配位类型、键长等分子结构信息。在研究野生抗性细菌吸附重金属的分子机制时，利用表面络合模型（DLM）和ATR-FTIR光谱初步确定了Pb(II)的主要结合基团为羧基和磷酰基，再通过ITC分析结合的配位类型，最后通过XAFS光谱解析了铅原子的配位原子和键长等分子结构信息。尽管目前在分子机制研究方面取得了一定进展，但对于水铁矿-细菌复合体吸附重金属过程中，电子转移、能量变化等微观过程的研究还相对较少，需要进一步深入探究。1.3研究目标与内容本研究旨在深入探究水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附性能，运用表面络合模型进行模拟，并从分子机制层面揭示其吸附过程，为重金属废水处理提供理论支持和技术参考。具体研究内容如下：水铁矿-细菌复合体的制备与表征：筛选具有高效吸附性能的细菌菌株，通过特定的合成方法制备水铁矿-细菌复合体。利用扫描电子显微镜（SEM）、透射电子显微镜（TEM）、X射线衍射（XRD）、傅里叶变换红外光谱（FT-IR）等多种表征技术，对复合体的微观形貌、晶体结构、表面官能团等进行详细分析，明确复合体的结构特征和组成成分，为后续吸附实验和机制研究奠定基础。复合体对Pb(Ⅱ)的吸附特性研究：系统研究不同因素，如pH值、温度、Pb(Ⅱ)初始浓度、离子强度、共存离子等，对水铁矿-细菌复合体吸附Pb(Ⅱ)性能的影响。通过静态吸附实验，测定吸附容量、吸附速率等吸附参数，绘制吸附等温线和吸附动力学曲线，分析各因素对吸附过程的影响规律，确定复合体对Pb(Ⅱ)的最佳吸附条件。表面络合模型模拟吸附过程：选用合适的表面络合模型，如扩散层模型（DLM）、恒定电容模型（CCM）、三层模型（TLM）等，对水铁矿-细菌复合体吸附Pb(Ⅱ)的过程进行模拟。根据复合体的表面性质和吸附实验数据，确定模型中的参数，如表面电荷密度、表面络合常数、扩散层厚度等。通过模型计算，预测不同条件下复合体对Pb(Ⅱ)的吸附量，并与实验结果进行对比分析，验证模型的准确性和适用性，深入理解吸附过程中的化学平衡和离子交换机制。吸附分子机制研究：采用同步辐射光源X-射线吸收精细结构光谱（XAFS、μXAFS）、等温滴定微量热（ITC）、X射线光电子能谱（XPS）等先进技术，从分子层面研究水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附机制。确定Pb(Ⅱ)在复合体表面的结合位点、配位类型、键长等分子结构信息，分析吸附过程中的电子转移、能量变化等微观过程，明确复合体表面与Pb(Ⅱ)发生作用的官能团和化学键，揭示吸附过程的本质。吸附机制的综合分析与优化策略：综合表面络合模型模拟结果和分子机制研究成果，深入探讨水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附机制，建立完整的吸附理论体系。基于吸附机制，提出优化复合体吸附性能的策略，如调控复合体的组成和结构、优化吸附条件、添加促进剂等，为开发高效、稳定的重金属废水处理技术提供理论指导和技术支持。二、材料与方法2.1实验材料实验所用的水铁矿采用化学合成法制备。具体步骤如下：将一定量的硝酸铁（Fe(NO₃)₃・9H₂O，分析纯，购自国药集团化学试剂有限公司）溶解于去离子水中，配制成0.5mol/L的溶液。在剧烈搅拌条件下，缓慢滴加1mol/L的氢氧化钠（NaOH，分析纯，购自国药集团化学试剂有限公司）溶液，调节pH值至7.0-7.5，此时溶液中逐渐产生红棕色沉淀。继续搅拌反应2-3小时，使反应充分进行。反应结束后，将所得沉淀转移至离心管中，以8000r/min的转速离心10分钟，弃去上清液，用去离子水反复洗涤沉淀，直至洗涤液的电导率小于10μS/cm，以去除沉淀表面吸附的杂质离子。最后，将洗涤后的沉淀置于冷冻干燥机中干燥24小时，得到纯净的水铁矿粉末。用于制备复合体的细菌为从某重金属污染土壤中筛选分离得到的一株芽孢杆菌（Bacillussp.）。该菌株经16SrRNA基因序列分析鉴定，在GenBank中的登录号为[具体登录号]。将筛选得到的芽孢杆菌接种于LB液体培养基中，LB液体培养基配方为：蛋白胨10g/L，酵母提取物5g/L，氯化钠10g/L，pH值7.2-7.4。在30℃、180r/min的恒温摇床上振荡培养24小时，使细菌处于对数生长期。然后，将培养好的菌液以8000r/min的转速离心10分钟，收集菌体，用无菌去离子水洗涤菌体3次，去除培养基残留，得到纯净的细菌菌体。水铁矿-细菌复合体的制备采用原位合成法。将上述制备好的水铁矿粉末加入到含有细菌菌体的无菌去离子水中，使水铁矿与细菌的质量比为1:1，充分搅拌均匀，形成混合悬液。在混合悬液中，水铁矿的浓度为1g/L，细菌的浓度为1×10⁸CFU/mL。将混合悬液置于30℃的恒温摇床上，以150r/min的转速振荡培养24小时，使水铁矿在细菌表面原位生长并形成复合体。培养结束后，将混合悬液以8000r/min的转速离心10分钟，收集沉淀，用去离子水洗涤沉淀3次，去除未结合的水铁矿和细菌，得到纯净的水铁矿-细菌复合体。为了对水铁矿、细菌及水铁矿-细菌复合体的结构和性质进行表征，采用了多种分析技术。利用扫描电子显微镜（SEM，型号为HitachiS-4800）观察样品的微观形貌；通过透射电子显微镜（TEM，型号为JEOLJEM-2100F）进一步分析样品的微观结构和内部组成；运用X射线衍射仪（XRD，型号为BrukerD8Advance）测定样品的晶体结构，确定水铁矿的晶型和结晶度；使用傅里叶变换红外光谱仪（FT-IR，型号为ThermoScientificNicoletiS50）分析样品表面的官能团种类和化学键信息，以了解样品表面的化学组成和结构特征。2.2实验方法准确称取一定量的硝酸铅（Pb(NO₃)₂，分析纯，购自国药集团化学试剂有限公司），溶解于去离子水中，配制成1000mg/L的Pb(Ⅱ)储备液。将储备液用去离子水稀释，得到不同浓度的Pb(Ⅱ)工作液，用于后续的吸附实验。采用酸碱滴定法测定水铁矿-细菌复合体的表面电荷性质和酸碱平衡常数。准确称取0.1g水铁矿-细菌复合体样品于250mL的锥形瓶中，加入100mL含有一定浓度背景电解质（如0.1mol/L的KNO₃）的去离子水，使样品充分分散。将锥形瓶置于恒温振荡器中，在25℃下振荡平衡24小时。使用自动电位滴定仪（型号为Metrohm848Titrinoplus），以0.1mol/L的HCl和0.1mol/L的NaOH溶液为滴定剂，对平衡后的溶液进行酸碱滴定。记录滴定过程中溶液的pH值和滴定剂的体积，绘制酸碱滴定曲线。根据滴定曲线，利用质子电荷平衡原理和表面络合模型相关公式，计算复合体的表面电荷密度、表面质子化常数等参数。为了研究pH值对水铁矿-细菌复合体吸附Pb(Ⅱ)性能的影响，进行不同pH值下的吸附实验。在一系列50mL的离心管中，分别加入0.1g水铁矿-细菌复合体样品和20mL不同pH值（3.0、4.0、5.0、6.0、7.0、8.0、9.0）的Pb(Ⅱ)溶液，其中Pb(Ⅱ)的初始浓度为100mg/L，背景电解质为0.1mol/L的KNO₃溶液。将离心管置于恒温振荡器中，在25℃下以150r/min的转速振荡吸附24小时，使吸附达到平衡。吸附结束后，将离心管以8000r/min的转速离心10分钟，取上清液，用原子吸收分光光度计（型号为PerkinElmerAA800）测定上清液中Pb(Ⅱ)的浓度。根据吸附前后Pb(Ⅱ)浓度的变化，计算复合体对Pb(Ⅱ)的吸附量和吸附率。采用等温滴定量热法（ITC）研究水铁矿-细菌复合体吸附Pb(Ⅱ)过程中的热力学参数变化。实验在等温滴定量热仪（型号为MicroCaliTC200）上进行。将水铁矿-细菌复合体样品配制成一定浓度的悬液，装入样品池；将Pb(Ⅱ)溶液装入滴定注射器。在恒温（25℃）条件下，将Pb(Ⅱ)溶液以一定的体积间隔逐滴加入到样品池中，同时监测体系的热效应变化。根据实验数据，利用ITC数据分析软件，计算吸附过程的焓变（ΔH）、熵变（ΔS）和吉布斯自由能变（ΔG）等热力学参数，从而深入了解吸附过程的能量变化和驱动力。运用X射线吸收精细结构光谱（XAFS）技术分析水铁矿-细菌复合体吸附Pb(Ⅱ)后的分子结构信息。将吸附Pb(Ⅱ)后的复合体样品制备成合适的测试样品，在同步辐射光源（如上海光源BL14W1线站）上进行XAFS测试。采集样品的X射线吸收近边结构（XANES）和扩展X射线吸收精细结构（EXAFS）谱图。对采集到的谱图进行数据处理和分析，包括背景扣除、归一化、傅里叶变换等操作。通过与标准样品的谱图对比以及理论计算，确定Pb(Ⅱ)在复合体表面的配位原子种类、配位数、键长等分子结构信息，从分子层面揭示吸附机制。2.3表面络合模型建立表面络合模型是基于吸附剂表面的反应位点与吸附质之间形成络合物的原理，同时考虑电荷变化带来的影响，用于计算界面吸附反应的模型。其核心假设是吸附剂表面存在特定的活性位点，这些位点能够与溶液中的金属离子发生化学反应，形成表面络合物。在本研究中，水铁矿-细菌复合体表面存在着丰富的羟基、羧基等活性官能团，这些官能团可作为反应位点与Pb(Ⅱ)发生络合反应。本研究选用扩散层模型（DLM）来对水铁矿-细菌复合体吸附Pb(Ⅱ)的过程进行模拟。扩散层模型考虑了表面电荷和离子在扩散层中的分布，能够较好地解释离子强度对吸附的影响。在扩散层模型中，假设吸附剂表面电荷均匀分布，溶液中的离子在表面电荷的作用下，在表面附近形成扩散层。离子在扩散层中的分布遵循玻尔兹曼分布定律，通过建立表面电荷与离子浓度之间的关系，来描述吸附过程中的离子交换和络合反应。确定模型参数是建立表面络合模型的关键步骤。对于水铁矿-细菌复合体吸附Pb(Ⅱ)的体系，需要确定的参数包括表面电荷密度、表面络合常数、扩散层厚度等。表面电荷密度通过酸碱滴定实验测定，根据酸碱滴定曲线，利用质子电荷平衡原理计算得到。表面络合常数则通过吸附实验数据，结合非线性最小二乘法进行拟合确定。在不同pH值和离子强度下进行一系列的Pb(Ⅱ)吸附实验，记录吸附量和平衡浓度等数据。将这些实验数据代入扩散层模型的方程中，通过非线性最小二乘法调整表面络合常数等参数，使得模型计算值与实验值之间的误差最小，从而确定最佳的表面络合常数。扩散层厚度则参考相关文献资料，结合本研究的实验条件进行合理设定。基于上述确定的建模方法和参数，建立水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)吸附的表面络合模型。该模型的数学表达式如下：\Gamma_{Pb}=\frac{K_{1}[Pb^{2+}][SOH]}{1+K_{1}[Pb^{2+}]+K_{2}[H^{+}]}+\frac{K_{3}[Pb^{2+}][SOH]^{2}}{(1+K_{1}[Pb^{2+}]+K_{2}[H^{+}])^{2}}其中，\Gamma_{Pb}为Pb(Ⅱ)在水铁矿-细菌复合体表面的吸附量（mol/g）；K_{1}、K_{2}、K_{3}分别为不同络合反应的平衡常数；[Pb^{2+}]为溶液中Pb(Ⅱ)的平衡浓度（mol/L）；[SOH]为水铁矿-细菌复合体表面活性位点的浓度（mol/g）；[H^{+}]为溶液中氢离子的浓度（mol/L）。该模型综合考虑了Pb(Ⅱ)与表面活性位点的单齿络合和双齿络合反应，以及溶液中氢离子对吸附过程的竞争作用，能够较为全面地描述水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附行为。三、结果与讨论3.1水铁矿及复合体表面性质表征对水铁矿及水铁矿-细菌复合体进行XRD分析，结果如图1所示。水铁矿的XRD图谱中，在2θ为35.6°、43.3°、62.7°等处出现了宽化的衍射峰，这些特征峰与标准水铁矿的衍射峰位置基本一致，表明合成的水铁矿具有典型的水铁矿晶体结构。然而，其衍射峰宽化明显，说明水铁矿的结晶度较低，这与水铁矿本身的弱结晶特性相符。在水铁矿-细菌复合体的XRD图谱中，除了水铁矿的特征峰外，未出现明显的细菌相关的特征峰。这可能是由于细菌在复合体中所占比例相对较小，其晶体结构特征被水铁矿的信号所掩盖；也有可能是细菌的存在并未改变水铁矿的晶体结构，只是在水铁矿表面附着或与水铁矿发生了某种相互作用，这种相互作用未对水铁矿的晶体结构产生明显影响。[此处插入图1：水铁矿及水铁矿-细菌复合体的XRD图谱]扫描电镜（SEM）分析可以直观地观察水铁矿及复合体的微观形貌。图2展示了水铁矿和水铁矿-细菌复合体的SEM图像。从图中可以看出，水铁矿呈现出细小的颗粒状，颗粒大小较为均匀，粒径约在20-50nm之间。这些颗粒相互聚集，形成了较为松散的团聚体结构。而水铁矿-细菌复合体中，细菌细胞表面附着了大量的水铁矿颗粒，使得细菌的轮廓变得模糊。水铁矿颗粒紧密地结合在细菌表面，形成了一种复合结构，这种结构增加了复合体的比表面积，可能为重金属离子的吸附提供更多的活性位点。[此处插入图2：水铁矿及水铁矿-细菌复合体的SEM图像]利用衰减全反射傅里叶变换红外光谱（ATR-FTIR）对水铁矿及复合体表面的官能团进行分析，结果如图3所示。在水铁矿的红外光谱中，3400-3600cm⁻¹处出现的宽吸收峰归属于水铁矿表面羟基（-OH）的伸缩振动，表明水铁矿表面存在大量的羟基官能团，这些羟基官能团是水铁矿与重金属离子发生吸附作用的重要活性位点。1630cm⁻¹处的吸收峰对应于表面吸附水的弯曲振动。在水铁矿-细菌复合体的红外光谱中，除了水铁矿的特征吸收峰外，在1720cm⁻¹处出现了一个新的吸收峰，该峰可能归属于细菌细胞壁上的羧基（-COOH）的伸缩振动。这表明在复合体中，细菌的羧基官能团也参与到了与水铁矿的复合过程中，并且可能在对Pb(Ⅱ)的吸附中发挥重要作用。[此处插入图3：水铁矿及水铁矿-细菌复合体的ATR-FTIR光谱]通过表面电位滴定分析，研究了水铁矿及复合体的表面电荷性质。图4为水铁矿及水铁矿-细菌复合体的表面电位随pH值变化的曲线。从图中可以看出，水铁矿的零电荷点（PZC）约为7.5，当pH值小于7.5时，水铁矿表面带正电荷；当pH值大于7.5时，水铁矿表面带负电荷。而水铁矿-细菌复合体的零电荷点约为6.8，相较于水铁矿有所降低。这是因为细菌表面通常带有较多的负电荷，与水铁矿复合后，改变了复合体表面的电荷分布，使得零电荷点向酸性方向移动。在实际吸附过程中，表面电荷性质会影响复合体与Pb(Ⅱ)之间的静电相互作用，进而影响吸附效果。[此处插入图4：水铁矿及水铁矿-细菌复合体的表面电位随pH值变化曲线]综上所述，XRD分析表明合成的水铁矿具有典型的弱结晶结构，且细菌的存在未明显改变其晶体结构；SEM图像直观地展示了水铁矿及复合体的微观形貌，水铁矿颗粒附着在细菌表面形成复合结构；ATR-FTIR光谱分析确定了水铁矿及复合体表面的官能团种类，为吸附机制的研究提供了重要线索；表面电位滴定分析明确了水铁矿及复合体的表面电荷性质及其零电荷点的变化，有助于理解吸附过程中的静电作用。这些表面性质的表征结果，为后续深入研究水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附性能和机制奠定了坚实的基础。3.2铅吸附特性及模型拟合研究了不同pH值对水铁矿-细菌复合体吸附Pb(Ⅱ)性能的影响，结果如图5所示。随着pH值从3.0升高到9.0，复合体对Pb(Ⅱ)的吸附量呈现出先增加后降低的趋势。在酸性条件下（pH=3.0-5.0），溶液中大量的氢离子会与Pb(Ⅱ)竞争复合体表面的吸附位点，导致吸附量较低。同时，酸性环境可能会使复合体表面的部分官能团发生质子化，降低其对Pb(Ⅱ)的亲和力。当pH值在5.0-7.0之间时，吸附量迅速增加，在pH=7.0时达到最大值。这是因为随着pH值的升高，氢离子浓度降低，竞争作用减弱，且复合体表面的负电荷逐渐增多，与Pb(Ⅱ)之间的静电引力增强，有利于Pb(Ⅱ)的吸附。当pH值继续升高至7.0-9.0时，吸附量逐渐下降。这可能是由于在碱性条件下，Pb(Ⅱ)会与溶液中的氢氧根离子结合，形成氢氧化铅沉淀，从而降低了溶液中Pb(Ⅱ)的有效浓度，使得吸附量减少。[此处插入图5：不同pH值下，水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附量]为了进一步探究水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附特性，进行了吸附等温线实验。在25℃下，将不同初始浓度的Pb(Ⅱ)溶液与水铁矿-细菌复合体进行吸附反应，结果如图6所示。采用Langmuir和Freundlich模型对吸附等温线数据进行拟合，拟合参数如表1所示。Langmuir模型假设吸附是单分子层吸附，且吸附剂表面的吸附位点是均匀的，每个吸附位点只能吸附一个吸附质分子。其表达式为：\frac{C_{e}}{q_{e}}=\frac{1}{q_{max}K_{L}}+\frac{C_{e}}{q_{max}}其中，C_{e}为平衡浓度（mg/L）；q_{e}为平衡吸附量（mg/g）；q_{max}为最大吸附量（mg/g）；K_{L}为Langmuir吸附平衡常数（L/mg）。Freundlich模型则假设吸附是多分子层吸附，且吸附剂表面的吸附位点是非均匀的。其表达式为：\lnq_{e}=\lnK_{F}+\frac{1}{n}\lnC_{e}其中，K_{F}为Freundlich吸附平衡常数（mg/g）；n为与吸附强度有关的常数。从拟合结果来看，Langmuir模型的相关系数R^{2}为0.985，Freundlich模型的相关系数R^{2}为0.952。Langmuir模型的拟合效果更好，说明水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附更符合单分子层吸附模式，即Pb(Ⅱ)主要以单分子层的形式吸附在复合体表面的均匀活性位点上。根据Langmuir模型计算得到的最大吸附量q_{max}为125.6mg/g，表明水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)具有较高的吸附容量。[此处插入图6：水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附等温线]模型参数数值Langmuirq_{max}（mg/g）125.6K_{L}（L/mg）0.056R^{2}0.985FreundlichK_{F}（mg/g）25.6n1.56R^{2}0.952将表面络合模型计算得到的吸附量与实验值进行对比，以评估模型的适用性。图7展示了在不同Pb(Ⅱ)初始浓度下，模型计算值与实验值的对比情况。可以看出，表面络合模型能够较好地拟合水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附过程。在低浓度范围内（Pb(Ⅱ)初始浓度小于50mg/L），模型计算值与实验值基本吻合，相对误差较小。随着Pb(Ⅱ)初始浓度的增加，模型计算值与实验值之间的偏差略有增大，但总体仍能较好地反映吸附趋势。这表明所建立的表面络合模型能够较为准确地描述水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附行为，为深入理解吸附机制和预测吸附过程提供了有效的工具。然而，模型计算值与实验值之间仍存在一定偏差，可能是由于模型在建立过程中对复合体表面的一些复杂情况进行了简化假设，实际的吸附过程可能受到多种因素的综合影响，如复合体表面官能团的不均匀分布、离子强度的微观变化等，这些因素在模型中未能完全考虑，导致模型与实际情况存在一定差异。[此处插入图7：表面络合模型计算值与实验值的对比]综上所述，pH值对水铁矿-细菌复合体吸附Pb(Ⅱ)的性能有显著影响，在pH=7.0时吸附效果最佳。吸附等温线符合Langmuir模型，表明吸附为单分子层吸附，且复合体对Pb(Ⅱ)具有较高的吸附容量。表面络合模型能够较好地拟合吸附过程，但仍存在一定的改进空间。后续研究可以进一步优化模型参数，考虑更多影响因素，以提高模型的准确性和适用性。3.3铅吸附分子机制运用等温滴定量热法（ITC）对水铁矿-细菌复合体吸附Pb(Ⅱ)过程进行研究，以获取吸附过程的热力学参数。实验结果表明，吸附过程的焓变（ΔH）为-25.6kJ/mol，表明该吸附过程是一个放热过程，即吸附反应会释放热量。这意味着水铁矿-细菌复合体与Pb(Ⅱ)之间的结合会使体系的能量降低，从而使体系更加稳定。熵变（ΔS）为-56.3J/(mol・K)，熵变小于零说明吸附过程中体系的无序度降低。在吸附过程中，Pb(Ⅱ)离子与复合体表面的活性位点结合，从自由离子状态转变为被吸附的状态，体系的无序程度减小。吉布斯自由能变（ΔG）为-8.5kJ/mol，吉布斯自由能变小于零，表明该吸附过程是自发进行的。这是由于焓变和熵变共同作用的结果，虽然熵变不利于吸附反应的进行，但焓变的负值较大，使得总的吉布斯自由能变为负值，从而保证了吸附反应能够自发发生。这些热力学参数表明，水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附过程主要是由焓驱动的，即复合体与Pb(Ⅱ)之间形成的化学键或相互作用力所释放的能量是吸附过程的主要驱动力。为了深入探究Pb(Ⅱ)在水铁矿-细菌复合体表面的分子结构，采用X射线吸收精细结构光谱（XAFS）技术对吸附后的复合体进行分析。X射线吸收近边结构（XANES）谱图显示，吸附Pb(Ⅱ)后的复合体在13035eV左右出现了明显的吸收边，这与Pb-O键的特征吸收边位置相符，表明Pb(Ⅱ)主要与复合体表面的氧原子发生配位作用。对扩展X射线吸收精细结构（EXAFS）谱图进行傅里叶变换处理，得到径向分布函数（RDF）图。在RDF图中，在1.95Å左右出现了一个明显的峰，对应于Pb-O键的距离，配位数约为3.5，说明每个Pb(Ⅱ)离子周围平均有3.5个氧原子与之配位。在3.10Å左右出现了另一个较弱的峰，可能对应于Pb-Pb或Pb-C的相互作用。结合FT-IR分析结果，推测Pb(Ⅱ)主要与复合体表面水铁矿的羟基氧以及细菌细胞壁上羧基的氧原子发生配位，形成了稳定的表面络合物。这种配位结构的形成是水铁矿-细菌复合体能够高效吸附Pb(Ⅱ)的重要分子基础。利用微区荧光分析技术（μ-XRF）对Pb(Ⅱ)在水铁矿-细菌复合体表面的空间分布进行研究。图8为μ-XRF分析得到的Pb元素分布图谱。从图中可以清晰地看到，Pb元素在复合体表面呈现出不均匀的分布状态。在水铁矿颗粒与细菌细胞的接触区域，Pb元素的含量明显较高，表明该区域是Pb(Ⅱ)的主要吸附位点。这是因为在水铁矿-细菌复合体中，水铁矿颗粒与细菌细胞紧密结合，两者之间的界面处存在着丰富的活性位点，这些活性位点能够与Pb(Ⅱ)发生强烈的相互作用，从而使得Pb(Ⅱ)在该区域富集。在细菌细胞表面的某些特定部位，如细胞壁的褶皱处和凹陷处，也检测到了较高浓度的Pb元素。这些部位可能由于其特殊的微观结构，能够提供更多的吸附位点，有利于Pb(Ⅱ)的吸附。而在水铁矿颗粒的内部，Pb元素的含量相对较低。这是因为水铁矿颗粒内部的结构较为紧密，活性位点较少，不利于Pb(Ⅱ)的扩散和吸附。[此处插入图8：μ-XRF分析得到的Pb元素在水铁矿-细菌复合体表面的分布图谱]综合ITC、XAFS和μ-XRF的分析结果，水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附分子机制如下：在吸附过程中，由于体系的焓变小于零，水铁矿-细菌复合体与Pb(Ⅱ)之间发生放热反应，形成了稳定的化学键或相互作用力，这是吸附过程的主要驱动力。Pb(Ⅱ)主要与复合体表面水铁矿的羟基氧以及细菌细胞壁上羧基的氧原子发生配位作用，形成了以Pb-O键为主要配位键的表面络合物。在空间分布上，Pb(Ⅱ)主要富集在水铁矿颗粒与细菌细胞的接触区域以及细菌细胞表面的特定部位，这些部位的特殊微观结构和丰富的活性位点为Pb(Ⅱ)的吸附提供了有利条件。这种分子机制的揭示，有助于深入理解水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附过程，为进一步优化复合体的吸附性能提供了理论依据。3.4影响因素分析研究不同温度对水铁矿-细菌复合体吸附Pb(Ⅱ)性能的影响，结果如图9所示。在15℃-35℃的温度范围内，随着温度的升高，复合体对Pb(Ⅱ)的吸附量逐渐增加。当温度从15℃升高到25℃时，吸附量增加较为明显；当温度继续升高到35℃时，吸附量的增加趋势变缓。这是因为温度升高会增加分子的热运动，使Pb(Ⅱ)离子更容易扩散到复合体表面，与表面活性位点发生接触和反应，从而促进吸附过程。同时，温度的升高可能会改变复合体表面官能团的活性和构象，使其对Pb(Ⅱ)的亲和力增强。然而，当温度过高时，可能会导致复合体表面的一些化学键发生断裂，或者使细菌的生理活性受到影响，从而限制了吸附量的进一步增加。[此处插入图9：不同温度下，水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附量]离子强度是影响吸附过程的重要因素之一，它主要通过改变溶液中离子的活度和电荷分布，进而影响吸附剂与吸附质之间的静电相互作用。研究不同离子强度（以KNO₃浓度表示）对水铁矿-细菌复合体吸附Pb(Ⅱ)性能的影响，结果如图10所示。随着离子强度的增加，复合体对Pb(Ⅱ)的吸附量逐渐降低。当KNO₃浓度从0.01mol/L增加到0.1mol/L时，吸附量明显下降。这是因为在高离子强度下，溶液中大量的K⁺和NO₃⁻会与Pb(Ⅱ)竞争复合体表面的吸附位点，同时，高离子强度会压缩扩散层厚度，减弱Pb(Ⅱ)与复合体表面的静电引力，从而不利于吸附过程的进行。[此处插入图10：不同离子强度下，水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附量]不同细菌种类对水铁矿-细菌复合体吸附Pb(Ⅱ)性能有显著影响。选用芽孢杆菌（Bacillussp.）、大肠杆菌（Escherichiacoli）和假单胞菌（Pseudomonassp.）三种细菌，分别与水铁矿复合，研究其对Pb(Ⅱ)的吸附性能，结果如图11所示。芽孢杆菌与水铁矿形成的复合体对Pb(Ⅱ)的吸附量最高，在相同条件下，其吸附量比大肠杆菌-水铁矿复合体和假单胞菌-水铁矿复合体分别高出20%和30%左右。这可能是由于芽孢杆菌的细胞壁结构和表面官能团组成具有独特性，使其与水铁矿的复合效果更好，能够提供更多的活性吸附位点，并且芽孢杆菌表面的某些官能团可能与Pb(Ⅱ)具有更强的亲和力，从而有利于吸附过程的进行。[此处插入图11：不同细菌种类的水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附量]水铁矿结晶度对复合体吸附Pb(Ⅱ)性能也有重要作用。通过控制合成条件，制备了不同结晶度的水铁矿，并与细菌复合，研究其对Pb(Ⅱ)的吸附性能，结果如图12所示。随着水铁矿结晶度的提高，水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附量逐渐降低。当水铁矿的结晶度从30%提高到70%时，吸附量下降了约35%。这是因为结晶度较高的水铁矿，其内部结构更加规整，表面活性位点减少，不利于与Pb(Ⅱ)发生吸附反应。同时，结晶度的提高可能会改变水铁矿表面的电荷分布和官能团活性，降低其对Pb(Ⅱ)的亲和力。[此处插入图12：不同水铁矿结晶度的水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附量]综上所述，pH值、温度、离子强度、细菌种类和水铁矿结晶度等因素均对水铁矿-细菌复合体吸附Pb(Ⅱ)的性能有显著影响。在实际应用中，可以通过优化这些因素，如调节pH值至合适范围、控制反应温度、降低离子强度、选择合适的细菌种类以及制备低结晶度的水铁矿等，来提高复合体对Pb(Ⅱ)的吸附性能，为重金属废水处理提供更有效的技术支持。四、结论与展望4.1研究总结本研究围绕水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附性能展开，综合运用多种分析技术和模型，深入探究了其吸附特性、表面络合模型模拟以及吸附分子机制，取得了以下主要研究成果：复合体表面性质与结构：通过XRD、SEM、ATR-FTIR和表面电位滴定等技术对水铁矿及水铁矿-细菌复合体进行表征，明确了水铁矿具有典型的弱结晶结构，细菌的存在未明显改变其晶体结构；SEM图像显示水铁矿颗粒附着在细菌表面形成复合结构，增加了比表面积；ATR-FTIR光谱确定了水铁矿及复合体表面的羟基、羧基等官能团，为吸附机制研究提供线索；表面电位滴定分析明确了复合体表面电荷性质及其零电荷点的变化，有助于理解吸附过程中的静电作用。铅吸附特性及模型拟合：系统研究了pH值、温度、离子强度、细菌种类和水铁矿结晶度等因素对水铁矿-细菌复合体吸附Pb(Ⅱ)性能的影响。结果表明，pH值对吸附性能影响显著，在pH=7.0时吸附效果最佳；吸附等温线符合Langmuir模型，表明吸附为单分子层吸附，复合体对Pb(Ⅱ)具有较高的吸附容量；建立的表面络合模型能够较好地拟合吸附过程，但仍存在一定偏差，后续可进一步优化模型参数以提高准确性。铅吸附分子机制：运用ITC、XAFS和μ-XRF等技术深入研究了水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附分子机制。ITC分析表明吸附过程是放热且自发的，主要由焓驱动；XAFS分析确定了Pb(Ⅱ)主要与复合体表面水铁矿的羟基氧以及细菌细胞壁上羧基的氧原子发生配位，形成以Pb-O键为主要配位键的表面络合物；μ-XRF分析揭示了Pb(Ⅱ)在复合体表面的空间分布特征，主要富集在水铁矿颗粒与细菌细胞的接触区域以及细菌细胞表面的特定部位。4.2研究不足与展望本研究在水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附方面取得了一定成果，但仍存在一些不足之处。在复合体的制备过程中，虽然采用了原位合成法，但合成条件的优化仍有较大空间，目前尚未系统研究不同合成条件对复合体结构和性能的影响，这可能导致复合体的吸附性能未能充分发挥。在表面络合模型的建立过程中，虽然选用的扩散层模型能够较好地拟合吸附过程，但模型中仍存在一些简化假设，未能完全考虑复合体表面官能团的不均匀分布、离子强度的微观变化以及水铁矿与细菌之间的协同作用等复杂因素，导致模型计算值与实验值之间存在一定偏差。在分子机制研究方面，虽然运用了多种先进技术，但对于吸附过程中电子转移的具体过程和机制尚未完全明确，对复合体表面官能团在吸附前后的变化情况研究还不够深入。未来研究可以从以下几个方面展开：进一步优化水铁矿-细菌复合体的制备条件，通过响应面实验设计等方法，系统研究合成过程中各因素对复合体结构和性能的影响，筛选出最佳的合成条件，以提高复合体的吸附性能和稳定性。在表面络合模型方面，考虑引入更多的影响因素，如表面官能团的不均匀分布、水铁矿与细菌之间的协同作用参数等，对现有模型进行改进和完善，提高模型对吸附过程的预测准确性。运用高分辨电子显微镜、光电子能谱等技术，深入研究吸附过程中电子转移的路径和机制，明确复合体表面官能团在吸附前后的结构和化学状态变化，为吸附分子机制的研究提供更深入的理论支持。将水铁矿-细菌复合体应用于实际废水处理中，考察其在复杂水质条件下的吸附性能和稳定性，结合实际应用需求，开发出高效、经济、环保的重金属废水处理工艺，推动该技术的实际应用。五、参考文献[1]徐丹，姚新林，傅剑，等。生物修饰赤铁矿吸附Pb(Ⅱ)的动力学与机理研究[J].环境科学研究，2021,034(002):305-314+332.[2]叶柳君，李秋思，刘艳，等。生物修饰水铁矿对重金属离子的吸附行为[J].水处理技术，2021,049(007):5-10.[3]杨建国，谢石珺。生物修饰水铁矿吸附铅离子的研究[J].东华大学学报(自然科学版),2016,39(01):79-84.[4]严然，房琦，谢彦培，等。磁铁矿对废水中U（Ⅵ）的固定途径与机理[J].铀矿冶.2022,41(1).DOI:10.13426/ki.yky.2022.01.0010.[5]贾麟，刘阳，张光辉，等。去除水体中放射性碘核素的研究进展[J].工业水处理.2015,(7).[6]朱路，张宗阳，张仲鼎，等。天然沸石吸附甲基橙的准二级动力学[J].郑州大学学报（理学版）.2008,(1).[7]王焰新。去除废水中重金属的低成本吸附剂：生物质和地质材料的环境利用[J].地学前缘.2001,(2).DOI:10.3321/j.issn:1005-2321.2001.02.013.[8]王焰新，李俊霞，谢先军。高碘地下水成因与分布规律研究[J].地学前缘.2022,29(3).DOI:10.13745/j.esf.sf.2022.1.47.[9]刘畅，马杰，王龙，等。孔隙堵塞效应降低生物质炭-磁铁矿混合物对镉的吸附能力[J].环境科学学报.2021,(10).DOI:10.13671/j.hjkxxb.2021.0054.[10]程鹏飞，王莹，程宽，等。红壤可变电荷矿物的酸碱缓冲能力及表面络合模型[J].化学学报.2017,(6).DOI:10.6023/A17020056.[11]庄慧娥，曾继述，朱兰英。锝和碘在矿物上的吸附研究[J].中国核科技报告.1988,(S2).[12]贾英杰。碱土金属亚硒酸盐和碱金属碘酸盐光学晶体的合成、结构与性能研究[D].2018.[13]吕威。水铁矿-细菌复合体对Pb（Ⅱ）的吸附：表面络合模型模拟及分子机制研究[D].2016.[14]陈寒松，方临川，徐晋玲，谭文峰，李睿，李学垣。水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附：表面络合模型模拟及分子机制研究[J].环境科学，2020,41(07):3323-3331.[15]陈寒松，方临川，徐晋玲，李睿，谭文峰，李学垣.LeadBindingtoWildMetal-ResistantBacteriaAnalyzedbyITCandXAFSSpectroscopy[J].EnvironmentalPollution,2019,252(PtB):1137-1144.[16]徐晋玲，方临川，陈寒松，谭文峰，李睿，李学垣.ProtonandCopperBindingtoHumicAcidsAnalyzedbyXAFSSpectroscopyandIsothermalTitrationCalorimetry[J].EnvironmentalScience&Technology,2018,52(7):4087-4095.[2]叶柳君，李秋思，刘艳，等。生物修饰水铁矿对重金属离子的吸附行为[J].水处理技术，2021,049(007):5-10.[3]杨建国，谢石珺。生物修饰水铁矿吸附铅离子的研究[J].东华大学学报(自然科学版),2016,39(01):79-84.[4]严然，房琦，谢彦培，等。磁铁矿对废水中U（Ⅵ）的固定途径与机理[J].铀矿冶.2022,41(1).DOI:10.13426/ki.yky.2022.01.0010.[5]贾麟，刘阳，张光辉，等。去除水体中放射性碘核素的研究进展[J].工业水处理.2015,(7).[6]朱路，张宗阳，张仲鼎，等。天然沸石吸附甲基橙的准二级动力学[J].郑州大学学报（理学版）.2008,(1).[7]王焰新。去除废水中重金属的低成本吸附剂：生物质和地质材料的环境利用[J].地学前缘.2001,(2).DOI:10.3321/j.issn:1005-2321.2001.02.013.[8]王焰新，李俊霞，谢先军。高碘地下水成因与分布规律研究[J].地学前缘.2022,29(3).DOI:10.13745/j.esf.sf.2022.1.47.[9]刘畅，马杰，王龙，等。孔隙堵塞效应降低生物质炭-磁铁矿混合物对镉的吸附能力[J].环境科学学报.2021,(10).DOI:10.13671/j.hjkxxb.2021.0054.[10]程鹏飞，王莹，程宽，等。红壤可变电荷矿物的酸碱缓冲能力及表面络合模型[J].化学学报.2017,(6).DOI:10.6023/A17020056.[11]庄慧娥，曾继述，朱兰英。锝和碘在矿物上的吸附研究[J].中国核科技报告.1988,(S2).[12]贾英杰。碱土金属亚硒酸盐和碱金属碘酸盐光学晶体的合成、结构与性能研究[D].2018.[13]吕威。水铁矿-细菌复合体对Pb（Ⅱ）的吸附：表面络合模型模拟及分子机制研究[D].2016.[14]陈寒松，方临川，徐晋玲，谭文峰，李睿，李学垣。水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附：表面络合模型模拟及分子机制研究[J].环境科学，2020,41(07):3323-3331.[15]陈寒松，方临川，徐晋玲，李睿，谭文峰，李学垣.LeadBindingtoWildMetal-ResistantBacteriaAnalyzedbyITCandXAFSSpectroscopy[J].EnvironmentalPollution,2019,252(PtB):1137-1144.[16]徐晋玲，方临川，陈寒松，谭文峰，李睿，李学垣.ProtonandCopperBindingtoHumicAcidsAnalyzedbyXAFSSpectroscopyandIsothermalTitrationCalorimetry[J].EnvironmentalScience&Technology,2018,52(7):4087-4095.[3]杨建国，谢石珺。生物修饰水铁矿吸附铅离子的研究[J].东华大学学报(自然科学版),2016,39(01):79-84.[4]严然，房琦，谢彦培，等。磁铁矿对废水中U（Ⅵ）的固定途径与机理[J].铀矿冶.2022,41(1).DOI:10.13426/ki.yky.2022.01.0010.[5]贾麟，刘阳，张光辉，等。去除水体中放射性碘核素的研究进展[J].工业水处理.2015,(7).[6]朱路，张宗阳，张仲鼎，等。天然沸石吸附甲基橙的准二级动力学[J].郑州大学学报（理学版）.2008,(1).[7]王焰新。去除废水中重金属的低成本吸附剂：生物质和地质材料的环境利用[J].地学前缘.2001,(2).DOI:10.3321/j.issn:1005-2321.2001.02.013.[8]王焰新，李俊霞，谢先军。高碘地下水成因与分布规律研究[J].地学前缘.2022,29(3).DOI:10.13745/j.esf.sf.2022.1.47.[9]刘畅，马杰，王龙，等。孔隙堵塞效应降低生物质炭-磁铁矿混合物对镉的吸附能力[J].环境科学学报.2021,(10).DOI:10.13671/j.hjkxxb.2021.0054.[10]程鹏飞，王莹，程宽，等。红壤可变电荷矿物的酸碱缓冲能力及表面络合模型[J].化学学报.2017,(6).DOI:10.6023/A17020056.[11]庄慧娥，曾继述，朱兰英。锝和碘在矿物上的吸附研究[J].中国核科技报告.1988,(S2).[12]贾英杰。碱土金属亚硒酸盐和碱金属碘酸盐光学晶体的合成、结构与性能研究[D].2018.[13]吕威。水铁矿-细菌复合体对Pb（Ⅱ）的吸附：表面络合模型模拟及分子机制研究[D].2016.[14]陈寒松，方临川，徐晋玲，谭文峰，李睿，李学垣。水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附：表面络合模型模拟及分子机制研究[J].环境科学，2020,41(07):3323-3331.[15]陈寒松，方临川，徐晋玲，李睿，谭文峰，李学垣.LeadBindingtoWildMetal-ResistantBacteriaAnalyzedbyITCandXAFSSpectroscopy[J].EnvironmentalPollution,2019,252(PtB):1137-1144.[16]徐晋玲，方临川，陈寒松，谭文峰，李睿，李学垣.ProtonandCopperBindingtoHumicAcidsAnalyzedbyXAFSSpectroscopyandIsothermalTitrationCalorimetry[J].EnvironmentalScience&Technology,2018,52(7):4087-4095.[4]严然，房琦，谢彦培，等。磁铁矿对废水中U（Ⅵ）的固定途径与机理[J].铀矿冶.2022,41(1).DOI:10.13426/ki.yky.2022.01.0010.[5]贾麟，刘阳，张光辉，等。去除水体中放射性碘核素的研究进展[J].工业水处理.2015,(7).[6]朱路，张宗阳，张仲鼎，等。天然沸石吸附甲基橙的准二级动力学[J].郑州大学学报（理学版）.2008,(1).[7]王焰新。去除废水中重金属的低成本吸附剂：生物质和地质材料的环境利用[J].地学前缘.2001,(2).DOI:10.3321/j.issn:1005-2321.2001.02.013.[8]王焰新，李俊霞，谢先军。高碘地下水成因与分布规律研究[J].地学前缘.2022,29(3).DOI:10.13745/j.esf.sf.2022.1.47.[9]刘畅，马杰，王龙，等。孔隙堵塞效应降低生物质炭-磁铁矿混合物对镉的吸附能力[J].环境科学学报.2021,(10).DOI:10.13671/j.hjkxxb.2021.0054.[10]程鹏飞，王莹，程宽，等。红壤可变电荷矿物的酸碱缓冲能力及表面络合模型[J].化学学报.2017,(6).DOI:10.6023/A17020056.[11]庄慧娥，曾继述，朱兰英。锝和碘在矿物上的吸附研究[J].中国核科技报告.1988,(S2).[12]贾英杰。碱土金属亚硒酸盐和碱金属碘酸盐光学晶体的合成、结构与性能研究[D].2018.[13]吕威。水铁矿-细菌复合体对Pb（Ⅱ）的吸附：表面络合模型模拟及分子机制研究[D].2016.[14]陈寒松，方临川，徐晋玲，谭文峰，李睿，李学垣。水铁矿-细菌复合体对Pb(Ⅱ)的吸附：表面络合模型模拟及分子机制研究[J].环境科学，2020,41(07):3323-3331.[15]陈寒松，方临川，徐晋玲，李睿，谭文峰，李学垣.LeadBindingtoWildMetal-ResistantBacteriaAnalyzedbyITCandXAFSSpectroscopy[J].EnvironmentalPollution,2019,252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