全 文 ：第３　５卷，第９期　 　　　　　　　　　　　光 谱 学 与 光 谱 分 析 Ｖｏｌ．３５，Ｎｏ．９，ｐｐ２６１３－２６１９
２　０　１　５年９月　　　　　　　　　　　 　Ｓｐｅｃｔｒｏｓｃｏｐｙ　ａｎｄ　Ｓｐｅｃｔｒａｌ　Ａｎａｌｙｓｉｓ　 Ｓｅｐｔｅｍｂｅｒ，２０１５ 　
少根紫萍对水中Ｕ（Ⅵ）的吸附和矿化行为研究
聂小琴１，２，董发勤１＊，刘　宁２，张　东３，刘明学１，杨　杰１，张　伟１
１．西南科技大学，核废物与环境安全国防重点学科实验室，四川 绵阳　６２１０１０　　　　 　
２．四川大学原子核科学技术研究所，辐射物理及技术教育部重点实验室，四川 成都　６１００６４
３．中国工程物理研究院核物理与化学研究所，四川 绵阳　６２１９００
摘　要　采用室内水培和静态吸附实验，研究了水生植物少根紫萍（Ｌａｎｄｏｌｔｉａ　ｐｕｎｃｔａｔａ）活体和干粉对水体
中Ｕ（Ⅵ）的吸附能力，并对作用过程和机理进行了初步分析。结果表明：常温下少根紫萍２．５ｇ·Ｌ－１（ＦＷ）
活体和１．２５ｇ·Ｌ－１（ＤＷ）干粉在ｐＨ　５下对５ｍｇ·Ｌ－１　Ｕ（Ⅵ）溶液的去除率分别可达７８．７０％和９５．５５％。
活体和干粉对Ｕ（Ⅵ）的吸附率随ｐＨ升高先增大后减小，在ｐＨ　４～５时达到最大，并随投加量的增加而增
大；随Ｕ（Ⅵ）初始浓度增加先增大后减小；在作用５ｍｉｎ时，活体和干粉对水体中 Ｕ（Ⅵ）的吸附率分别为
１３．９０％和７９．９７％，在２４ｈ时吸附率均达９０％以上，吸附逐渐趋于平衡。当 Ｕ（Ⅵ）初始浓度增加至２５０
ｍｇ·Ｌ－１，活体和干粉对 Ｕ（Ⅵ）的吸附量分别达到４．０５ｍｇ·ｇ－１（ＦＷ）和１３１．７６ｍｇ·ｇ－１（ＤＷ），相比
Ｌａｎｇｍｕｉｒ模型，Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ吸附等温方程能较好地描述少根紫萍对 Ｕ（Ⅵ）的吸附行为，吸附过程符合准二
级吸附动力学方程，ｒ均在０．９９以上。ＦＴＩＲ分析结果表明：少根紫萍表面含有羟基、羧基、氨基、磷酸基等
多种活性基团；ＳＥＭ－ＥＤＳ表明少根紫萍活体与水体中Ｕ（Ⅵ）作用４８ｈ后，大量片状无机磷酸铀晶体在其根
系表面生成，结晶主要由Ｐ，Ｏ，Ｕ元素组成，不含Ｃ，其中Ｐ和Ｕ的质量百分比分别为８．７６％和８２．５３％，
原子百分比分别为２５．１９％和３０．８９％，而对照组Ｐ的质量百分比和原子百分比仅为０．２４％和０．１１％，干粉
未观察到类似晶体存在。ＸＰＳ分析结果表明：活体吸附后，部分Ｕ（Ⅵ）被还原为Ｕ（Ⅳ），而干粉吸附的铀主
要以Ｕ（Ⅵ）形式存在。由此推断，少根紫萍干粉对Ｕ（Ⅵ）的吸附主要通过静电吸引，离子交换，络合配位等
方式实现；活体对Ｕ（Ⅵ）吸附的同时还存在还原和矿化的过程，在 Ｕ（Ⅵ）胁迫下活体根系表面会分解释放
出无机磷酸根，与吸附的Ｕ（Ⅵ）及部分被还原的Ｕ（Ⅳ）结合矿化为难溶的氢铀云母。
关键词　少根紫萍；铀；吸附；矿化
中图分类号：Ｏ６５７．３　　文献标识码：Ａ　　　ＤＯＩ：１０．３９６４／ｊ．ｉｓｓｎ．１０００－０５９３（２０１５）０９－２６１３－０７
　收稿日期：２０１４－０５－３０，修订日期：２０１４－０８－２９
　基金项目：国家自然科学基金委—中国工程物理研究院联合基金项目（１１１７６０２８），国家重点基础研究发展计划（９７３计划）项目
（２０１４ＣＢ８４６００３），国家自然科学基金面上项目（４１２７２３７１）和核废物与环境安全国防重点学科实验室预先研究基金项目
（１５ｙｙｈｋ１１）资助
　作者简介：聂小琴，１９８５年生，西南科技大学核废物与环境安全国防重点学科实验室助理研究员　　ｅ－ｍａｉｌ：ｘｉａｏｑｉｎ－ｎｉｅ＠１６３．ｃｏｍ
＊通讯联系人　　ｅ－ｍａｉｌ：ｆｑｄｏｎｇ２００４＠１６３．ｃｏｍ
引　言
　　随着核能的快速发展，铀资源需求量的增加，大规模的
铀矿开采和冶炼必将产生更多的低浓度铀污染水体［１］。水体
中的Ｕ（Ⅵ）随着地表径流和地下渗流会迁移扩散到生物圈，
通过饮水和食物链等途径最终进入到人体，以化学毒性和放
射性内照射两种方式对人体健康造成威胁［２］。因此，低浓度
铀污染水体的深度净化是铀矿冶领域亟待解决的重要问
题［３］。目前铀污染的治理方法［４］主要有化学沉淀、离子交
换、溶剂萃取、蒸发、膜分离等，但这些方法因存在能耗高、
工艺复杂、容易造成二次污染等问题，无法有效应用于大面
积低浓度（≤５ｍｇ·Ｌ－１）铀污染水体的处理。植物修复技术
以其操作便利、维护成本低、原料廉价易得等优点而备受国
内外研究人员的青睐［５］。国外一些研究人员采用根际过滤技
术，利用向日葵（Ｈｅｌｉａｎｔｈｕｓ　ａｎｎｕｕｓ　Ｌ）［６，７］、豆类（Ｐｈａｓｅｏｌｕｓ
ｖｕｌｇａｒｉｓ　Ｌ．ｖａｒ．ｖｕｌｇａｒｉｓ）［８］、浮萍（Ｌｅｍｎａ　ａｅｑｕｉｎｏｃｔｉａｌｉｓ）［９］
等植物处理退役铀加工厂或地下水中的铀，都取得了较好的
净化效果。国内外学者关于死体和活体藻类［１］、微生物［２］对
水体中Ｕ（Ⅵ）的吸附也开展了大量研究。
利用生物原位净化铀污染水体，优选水生植物，然而关
于植物与水体中铀的作用方式和机理却鲜见报道。少根紫萍
作为多年生漂浮植物，在我国乃至全球分布极其广泛，近几
年来，国内外开展了大量关于少根紫萍净化生活污水及处理
重金属废水［１０，１１］和生物质能源［１２］方面的研究。
本研究拟通过室内水培和静态吸附试验，考察和比较少
根紫萍活体和干粉对水体中 Ｕ（Ⅵ）的吸附能力和作用方式。
为将少根紫萍应用于铀污染水体的原位净化提供理论依据。
１　实验部分
１．１　材料
在四川绵阳西南科技大学校园内采集了个体均匀的水生
植物少根紫萍（Ｌａｎｄｏｌｔｉａ　ｐｕｎｃｔａｔａ），经自来水和超纯水各冲
洗三次，在去除根系粘附的杂质后，少根紫萍通过 Ｈｏａｇ－
ｌａｎｄ’ｓ营养液在光照培养箱中预培养一周，然后挑选部分长
势一致的少根紫萍进行活体实验；另一部分在恒温干燥箱中
经６０℃烘至恒干后，磨碎过４０目筛，作为死体吸附材料收
集备用。
铀标准溶液的配置方法如下：准确称取２．１０９　２ｇ的硝
酸铀酰［ＵＯ２（ＮＯ３）２·６Ｈ２Ｏ］，少量水溶解后，加入１０ｍＬ
硝酸，移入１　０００ｍＬ容量瓶中，用水稀释至刻度，摇匀，即
为铀浓度为１ｇ·Ｌ－１的铀溶液。通过稀释得到其他浓度的铀
溶液，采用０．１ｍｏｌ·Ｌ－１　ＨＮＯ３，１０ｇ·Ｌ－１　Ｎａ２ＣＯ３ 和５
ｇ·Ｌ－１　ＮａＨＣＯ３ 的缓冲液调节溶液ｐＨ值。
１．２　方法
活体水培实验：在一系列２５０ｍＬ烧杯中加入一定量的
少根紫萍活体，并移取２００ｍＬ一定质量浓度的铀溶液，静
置一定时间，取１０ｍＬ溶液经定量滤纸过滤，分析上清液铀
含量；干粉吸附实验：在一系列２５０ｍＬ具塞锥形瓶中加入
一定质量的少根紫萍粉末，并移取２００ｍＬ一定质量浓度的
铀溶液，在常温下置于恒温振荡器中以１５０ｒ·ｍｉｎ－１进行静
态吸附实验。取１０ｍＬ吸附后溶液于４　０００ｒ·ｍｉｎ－１下离心
２０ｍｉｎ，取上清液分析铀含量。每组实验设３个平行样。
吸附率（Ｒ，％）和吸附量（Ｑ，ｍｇ·ｇ－１）分别按式（１）和
式（２）计算
Ｒ＝ ｃ０－ｃｔｃ（ ）０ ／×１００％ （１）
Ｑ＝
（ｃ０－ｃｔ）Ｖ
ｍ
（２）
式中，ｃ０ 为溶液初始Ｕ（Ⅵ）浓度，ｍｇ·Ｌ－１；ｃｔ为ｔ时刻溶液
铀浓度，ｍｇ·Ｌ－１；Ｖ为溶液体积，Ｌ；ｍ为少根紫萍重量，ｇ，
其 中，活体以鲜重计（ＦＷ：ｆｒｅｓｈ　ｗｅｉｇｈｔ），干粉以干重计
（ＤＷ：ｄｒｙ　ｗｅｉｇｈｔ）。
１．３　铀的分析方法
　　水样中铀含量的检测按照偶氮胂Ⅲ分光光度法进行。
１．４　扫描电镜样品制备
活体少根紫萍经与１０，１００，２００ｍｇ·Ｌ－１铀溶液作用
２４ｈ后，经超纯水反复清洗，选取１～２条根于盖玻片上，自
然干燥后，加入２．５％戊二醛，固定５ｈ后去掉戊二醛溶液，
依次用３０％，５０％，７０％，９０％，１００％乙醇溶液逐级脱水，
每次脱水２０ｍｉｎ，最后自然晾干，备用。对照实验采用蒸馏
水作为培养介质，其余操作同上。利用Ｅｍｉｔｅｃｈ　ＳＣ７６２０喷金
仪对样品进行喷金处理，置于 Ｕｌｔｒａ５５型场发射扫描电子显
微镜（德国蔡司公司）下室温扫描，观察样品形貌，并用Ｏｘ－
ｆｏｒｄ　ＩＥ４５０型能谱仪（英国 Ｏｘｆｏｒｄ公司）分析样品微区元素
分布。
１．５　红外光谱与Ｘ射线光电子能谱样品制备
少根紫萍活体和干粉在与１００ｍｇ·Ｌ－１铀溶液作用后，
取样，活体经过滤，干粉经４　０００ｒ·ｍｉｎ－１离心１５ｍｉｎ，弃滤
液及上清液，沉淀物４５℃烘干备用。红外光谱测定时采用
ＫＢｒ一起研磨、压片。然后用 Ｎｉｃｏｌｅｔ－５７００型傅里叶变换红
外光谱仪（美国热电公司）于４００～４　０００ｃｍ－１范围内扫描。Ｘ
射线光电子能谱测定采用 Ｋ－Ａｌｐｈａ型 ＸＰＳ仪（美国热电公
司）进行分析。
２　结果与讨论
２．１　少根紫萍吸附水体中Ｕ（Ⅵ）的影响因素
２．１．１　溶液初始ｐＨ值对少根紫萍吸附Ｕ（Ⅵ）的影响
ｐＨ是影响生物对铀吸附的重要因素之一，因为在不同
ｐＨ条件下溶液中铀的存在形态不同，并且酸度还会影响生
物体表面电荷的分布。由表１可见，溶液ｐＨ对少根紫萍活
体和干粉吸附铀（Ⅵ）影响较大。当ｐＨ＜４时，去除率随着
ｐＨ的升高而增大，尤其是对于活体，ｐＨ　３时最小，去除率
仅为４．０１％，显著低于ｐＨ　４～７（ｐ＜０．０１），少根紫萍活体
和干粉去除 Ｕ（Ⅵ）的最佳ｐＨ在４～５之间，与文献报道 Ｕ
（Ⅵ）的生物吸附最佳ｐＨ一致［１３］。当ｐＨ　４～５时，少根紫萍
活体和干粉对水体中Ｕ（Ⅵ）的去除率均达８０％以上，当ｐＨ
＞５后去除率随溶液ｐＨ 升高反而降低。当水体中ｐＨ＜４
时，溶液中的Ｕ（Ⅵ）主要以 ＵＯ２＋２ 形式存在，在与少根紫萍
活体根系表面负电荷结合时，容易与溶液中的大量 Ｈ＋ 竞
争，导致活体在ｐＨ　３时去除率极低，干粉由于粉碎粒径较
小，活性位点和官能团暴露较多，相对可结合的 ＵＯ２＋２ 位点
较多，当ｐＨ＞４时，ＵＯ２＋２ 逐渐发生水解以 ＵＯ２（ＯＨ）＋，
［（ＵＯ２）２（ＯＨ）２］２＋，［（ＵＯ２）３（ＯＨ）５］＋，［（ＵＯ２）４（ＯＨ）７］＋
Ｔａｂｌｅ　１　Ｅｆｆｅｃｔ　ｏｆ　ｐＨ　ｏｎ　ｕｒａｎｉｕｍ（Ⅵ）ｂｉｏｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｂｙ　ｌｉｖｉｎｇ　ａｎｄ　ｄｒｉｅｄ　ｐｏｗｅｒ　ｏｆ　ｄｕｃｋｗｅｅｄ　Ｖ＝２００ｍＬ，
Ｗａ＝３ｇ（ＦＷ），Ｗｂ＝０．２５ｇ（ＤＷ），ｐＨ　３～７，ｔ＝２ｈ，ｃ０（Ｕ）＝５ｍｇ·Ｌ－１
种类 ｐＨ　 ３　 ４　 ５　 ６　 ７
活体
Ｒ／％
Ｑ／（ｍｇ·ｇ－１）
４．０１±０．０３
０．０１±０．００３
８７．７７±５．１２
０．２９±０．０２
８８．７８±４．２３
０．３０±０．０１
６６．４２±４．１５
０．２２±０．０１
６４．４７±５．０７
０．２１±０．０２
干粉
Ｒ／％
Ｑ／（ｍｇ·ｇ－１）
６６．３２±３．１５
２．６５±０．１０
８１．３３±７．８３
３．２５±０．１６
８１．５７±４．２６
３．２６±０．２５
７８．６８±４．５４
３．１５±０．２１
６８．３４±５．０３
２．７３±０．１３
４１６２ 光谱学与光谱分析　　　　　　　　　　　　　　　　　　　 第３５卷
等不同形式的正离子形式存在，而溶液中相对较少的 Ｈ＋竞
争导致铀酰络阳离子与少根紫萍表面呈负电性的活性位点结
合较多，当ｐＨ＞６时，溶液中的ＵＯ２＋２ 则会水解成［（ＵＯ２）２
ＣＯ３（ＯＨ）３］－等络阴离子，与少根紫萍表面产生静电斥力，
导致吸附率逐渐下降。考虑到少根紫萍活体在低酸度的条件
下更容易存活，后续实验条件统一选取ｐＨ　５。
２．１．２　初始投加量对少根紫萍吸附Ｕ（Ⅵ）的影响
表２为少根紫萍在不同投加量下对Ｕ（Ⅵ）的去除率和吸
附量结果。随着少根紫萍活体投加量从０．５ｇ增加到３．０ｇ，
去除率由７８．７０％增加到９１．０５％，而吸附量由１．５７ｍｇ·
ｇ－１（ＦＷ）减小到０．２９ｍｇ·ｇ－１（ＦＷ）。干粉随着投加量从
０．２５ｇ增加到２．０ｇ，去除率由９５．５５％增加到９７．８５％，吸
附量由３．８２ｍｇ·ｇ－１（ＤＷ）减小到０．４９ｍｇ·ｇ－１（ＤＷ）．这
是因为投加量增加时活性位点总数随之增加，溶液中铀酰络
阳离子与活性位点结合的几率增大，因此去除率增大，但
是，随着投加量的增大，部分根系或粉末聚集成团，暴露出
来的有效活性位点数目减少，溶液中剩余的游离铀酰离子总
数有限，二者之间存在的空间位阻效应导致吸附容量减小。
Ｔａｂｌｅ　２　Ｅｆｆｅｃｔ　ｏｆ　ｂｉｏｍａｓｓ　ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ　ｏｎ　ｕｒａｎｉｕｍ　ｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｂｙ　ｌｉｖｉｎｇ　ａｎｄ　ｄｒｉｅｄ　ｐｏｗｄｅｒ　ｏｆ　ｄｕｃｋｗｅｅｄ
Ｖ＝２００ｍＬ，Ｗａ＝０．５～３ｇ（ＦＷ），Ｗｂ＝０．２５～２ｇ（ＤＷ），ｔ＝２ｈ，ｃ０（Ｕ）＝５ｍｇ·Ｌ－１
（ｍｇ，ＦＷ） ０．５　 １　 １．５　 １．７５　 ２　 ２．５　 ３
Ｌｉｖｉｎｇ
ｄｕｃｋｗｅｅｄｍ
Ｒ／％
Ｑ／（ｍｇ·ｇ－１）
７８．７１±５．３０
１．５７±０．０５
８０．７７±５．１２
０．８１±０．０４
８２．２５±４．２３
０．５５±０．０２
８３．７４±４．１５
０．４８±０．０４
８４．５４±５．０７
０．４２±０．０１
９１．０５±２．０３
０．３６±０．０１
９１．０４±３．９１
０．３０±０．０２
（ｍｇ，ＤＷ） ０．２５　 ０．５　 ０．７５　 １　 １．５　 １．７５　 ２
Ｄｒｉｅｄ
ｄｕｃｋｗｅｅｄｍ
Ｒ／％
Ｑ／（ｍｇ·ｇ－１）
９５．７１±３．３０
３．８２±０．１２
９５．４９±４．２１
１．９１±０．１０
９７．０５±２．８１
１．２９±０．０７
９７．２６±２．３２
０．９７±０．０８
９６．６８±３．２５
０．６４±０．１３
９７．０３±３．６７
０．５６±０．０８
９７．８５±２．１７
０．４８±０．０５
２．２　少根紫萍对水体中Ｕ（Ⅵ）的吸附等温式
表３为少根紫萍对不同铀溶液的吸附效果。随着初始铀
浓度的增加，去除率先增大后减小，吸附容量逐渐增大。当
初始铀浓度从１ｍｇ·Ｌ－１增加至５ｍｇ·Ｌ－１，少根紫萍活体
对Ｕ（Ⅵ）的去除率由６１．３５％增加至９１．０９％，干粉对 Ｕ
（Ⅵ）的去除率由８４．００％增加至９６．２５％，当铀浓度继续增
大到２５０ｍｇ·Ｌ－１，少根紫萍活体和干粉对 Ｕ（Ⅵ）的去除率
分别下降至２４．２８％和６５．８８％，吸附容量分别由０．０４ｍｇ·
ｇ－１（ＦＷ）和０．６７ｍｇ·ｇ－１（ＤＷ）增加至４．０４ｍｇ·ｇ－１（ＦＷ）
和１３１．７６ｍｇ·ｇ－１（ＤＷ），表明少根紫萍活体对低浓度（≤５
ｍｇ·Ｌ－１）铀溶液具有较好地净化效果，干粉对高浓度（≥
２００ｍｇ·Ｌ－１）铀溶液具有很高的吸附量。将少根紫萍在不同
Ｕ（Ⅵ）初始浓度下的吸附数据按Ｌａｎｇｍｕｉｒ和Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ吸
附等温方程进行拟合，结果如表４所示。Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ方程能
相对较好地对少根紫萍活体和干粉吸附 Ｕ（Ⅵ）过程进行拟
合，说明吸附发生在多层。所得常数ｎ均大于１，表明在研究
范围内均为有利的吸附过程。
Ｔａｂｌｅ　３　Ｅｆｆｅｃｔ　ｏｆ　ｉｎｉｔｉａｌ　ｕｒａｎｉｕｍ（Ⅵ）ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ　ｏｎ　ｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｂｙ　ｌｉｖｉｎｇ　ａｎｄ　ｄｒｉｅｄ　ｄｕｃｋｗｅｅｄ　Ｖ＝２００ｍＬ，
Ｗａ＝３ｇ（ＦＷ），Ｗｂ＝０．２５ｇ（ＤＷ），ｐＨ　５，ｔ＝２ｈ，ｃ０（Ｕ）＝１–２５０ｍｇ·Ｌ－１
Ｄｕｃｋｗｅｅｄ　ｃ０（Ｕ）／（ｍｇ·Ｌ－１） １　 ５　 １０　 ２５　 ５０　 １００　 ２５０
Ｌｉｖｉｎｇ
Ｒ／％
Ｑ／（ｍｇ·ｇ－１）
６１．３５±３．３０
０．０４±０．０１
９１．０９±５．２３
０．３０±０．０３
８１．１６±６．０７
０．５４±０．０４
７５．７８±３．０３
１．２６±０．０５
６０．８６±４．９１
２．０３±０．１７
３８．８２±１．２５
２．５９±０．０７
２４．２８±２．０９
４．０４±０．３１
Ｄｒｉｅｄ
Ｒ／％
Ｑ／（ｍｇ·ｇ－１）
８４．０２±４．４５
０．６７±０．０４
９６．２５±２．１４
３．８５±０．１７
８９．３６±５．１８
７．１５±０．１８
８０．１０±５．８５
１６．０２±０．７２
８０．１６±６．６５
３２．０６±１．９２
７０．７６±３．０４
５６０．６１±１．９８
６５．８８±２．８３
１３１．７６±５．９３
Ｔａｂｌｅ　４　Ｐａｒａｍｅｔｅｒ　ｏｆ　Ｌａｎｇｍｕｉｒ　ａｎｄ　Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ　ｉｓｏｔｈｅｒｍｓ　ｅｑｕａｔｉｏｎｓ
Ｄｕｃｋｗｅｅｄ
Ｌａｎｇｍｕｉｒ　ｉｓｏｔｈｅｒｍ
ｋａ／（Ｌ·ｍｇ－１） ｑｍ／（ｍｇ·ｇ－１） ｒ
Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ　ｉｓｏｔｈｅｒｍ
Ｋｆ／（ｍｇ·ｇ－１） ｎ　 ｒ
Ｌｉｖｉｎｇ　 ０．００９　９　 １８．５１８　５　 ０．５５１　９　 ０．２２５　５　 ２．２４　 ０．６２６　７
Ｄｒｉｅｄ　 ０．０８９　３２　 ７２．４６３　８　 ０．６１９　５　 ５．７１１　６　 １．４９　 ０．８８３　１
２．３　少根紫萍对水体中铀（Ⅵ）的吸附动力学研究
将少根紫萍不同时间下对Ｕ（Ⅵ）的吸附量用准一级和准
二级动力学模型方程进行线性拟合，当接触时间为５ｍｉｎ
时，少根紫萍活体和干粉对溶液中 Ｕ（Ⅵ）的去除率分别为
１３．９０％和７９．９７％，随着时间延长至６０ｍｉｎ，去除率分别增
加至７３．６６％和８４．３２％，当接触时间达到１２ｈ时吸附接近
平衡，去除率分别增加到９７．４９％和８９．００％。少根紫萍活体
在前６０ｍｉｎ对溶液中 Ｕ（Ⅵ）的去除率迅速增加，在后续的
１２ｈ内缓慢增加直至吸附平衡；干体则表现出５ｍｉｎ内完成
８０％的快速吸附过程，表明在吸附起始阶段，活体和死体的
吸附过程表现为不同的主导作用机理，静电作用对干体吸附
Ｕ（Ⅵ）起主导作用。由表５可知，准二级动力学方程能较好
地描述少根紫萍活体和干粉吸附 Ｕ（Ⅵ）的过程。相关系数ｒ
分别为０．９９７　８和０．９９９　８。表明活体和干粉在吸附Ｕ（Ⅵ）的
过程均有化学反应的发生。
５１６２第９期　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　光谱学与光谱分析
Ｔａｂｌｅ　５　Ｐｓｅｕｄｏ－ｆｒｓｔ－ｏｒｄｅｒ，ｐｓｅｕｄｏ－ｓｅｃｏｎｄ－ｏｒｄｅｒ，ａｎｄ　ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌ　ｖａｌｕｅｓ　ｆｏｒ　ｌｉｖｉｎｇ　ａｎｄ　ｄｒｉｅｄ　ｄｕｃｋｗｅｅｄ
Ｄｕｃｋｗｅｅｄ
Ｐｓｅｕｄｏ－ｆｉｒｓｔ－ｏｒｄｅｒ　ｍｏｄｅ
ｋ１［ｇ／（ｍｇ·ｍｉｎ－１）］ ｑｅ／（ｍｇ·ｇ－１） ｒ
Ｐｓｅｕｄｏ－ｓｅｃｏｎｄ－ｏｒｄｅｒ　ｍｏｄｅ
ｋ２［ｇ／（ｍｇ·ｍｉｎ－１）］ ｑｅ／（ｍｇ·ｇ－１） ｒ
Ｌｉｖｉｎｇ　 ０．００１　０　 ０．０８０　２　 ０．６５８　９　 ０．０００　９　 ０．３１２　４　 ０．９９７　８
Ｄｒｉｅｄ　 ０．０００　７　 ０．４９２　７　 ０．９５９　４　 ４．１０１　４　 ３．７１６　０　 ０．９９９　８
２．４　少根紫萍与Ｕ（Ⅵ）的作用机理研究
２．４．１　ＦＴＩＲ分析
图１为少根紫萍２ｇ（ＦＷ）活体，０．２５ｇ（ＤＷ）干粉与２００
ｍＬ　ｐＨ　５，初始浓度为２００ｍｇ·Ｌ－１　Ｕ（Ⅵ）溶液作用后的
ＦＴＩＲ谱图。从图１ａ可见，３　３９９．１ｃｍ－１左右存在一个强而
宽的谱带，为羟基Ｏ—Ｈ和氨基 Ｎ—Ｈ的伸缩振动吸收峰；
２　９２６．６和２　８５５．７ｃｍ－１附近分别为脂类的Ｃ—Ｈ非对称和
对称伸缩振动吸收峰；１　６４６．５和１　５４３．９ｃｍ－１附近分别归
属为酰胺Ⅰ带、酰胺Ⅱ带特征吸收峰，１　１００～１　４０５ｃｍ－１出
现一系列弱峰，与Ｏ—Ｈ，Ｎ—Ｈ，Ｃ—Ｈ变形振动与Ｃ—Ｏ，
Ｃ—Ｎ伸缩振动有关，其中１　２３８．４和１　１０３．１ｃｍ－１分别为
核酸的磷酸二酯键基团的反对称和对称伸缩振动峰，
１　０７６．３和１　０５３．９ｃｍ－１附近的吸收峰主要来自于纤维素糖
链和半纤维素中 Ｃ—Ｃ，Ｃ—Ｏ和 Ｃ—Ｏ—Ｃ键振动。９００～
５００ｃｍ－１为碳水化合物的糖环伸缩振动吸收峰［１３］。由此可
以推断，少根紫萍体内含有较多纤维素、蛋白质和酰胺化合
物，主要有氨基、羟基、羧基和磷酸基等活性基团。少根紫
萍活体和干粉吸附 Ｕ（Ⅵ）后的ＦＴＩＲ光谱图见图１ｂ和ｃ，
Ｏ—Ｈ的吸收峰经活体吸附后向右移动了３３ｃｍ－１，强度减
弱，而干粉向左移动了１２ｃｍ－１，峰形明显增宽，说明羟基和
氨基参与了少根紫萍对 Ｕ（Ⅵ）的吸附。活体吸附后２　８５５．７
ｃｍ－１峰消失，出现１　７１４．６ｃｍ－１新的峰，同时核酸的磷酸二
酯键基团的反对称和对称伸缩振动峰分别向右移动至１５和
５ｃｍ－１，表明少根紫萍活体位于脂类和核酸的磷酸基团与水
体中的Ｕ（Ⅵ）发生作用，而干粉在吸附 Ｕ（Ⅵ）后，上述基团
吸收峰无明显变化。Ｕ在６００～４００和１　１００～１　０００ｃｍ－１区
间有两个特征吸收谱带，其中第一个谱带是由 Ｕ（Ⅳ）的存在
而形成的，第二个谱带与ＵＯ２＋２ 的存在有关。由于本研究中
少根紫萍样品主要为有机物，铀在体内所占的总量较少，故
Ｆｉｇ．１　ＦＴＩＲ　ｓｐｅｃｔｒａ　ｏｆ　ｄｕｃｋｗｅｅｄ
ａ：Ｃｏｎｔｒｏｌ；ｂ：ｌｉｖｉｎｇ　ｄｕｃｋｗｅｅｄ　ｃｏｎｔａ　ｍｉｎａｔｅｄ　ｗｉｔｈ　２００ｍｇ·Ｌ－１　Ｕ
（Ⅵ）；ｃ：ｄｒｉｅｄ　ｄｕｃｋｗｅｅｄ　ｃｏｎｔａ　ｍｉｎａｔｅｄ　ｗｉｔｈ　２００ｍｇ·Ｌ－１　Ｕ（Ⅵ）
未能检测出明显的Ｕ红外吸收峰。
２．４．２　ＸＰＳ分析
（１）ＸＰＳ宽扫描分析
ＸＰＳ的宽扫描可以给出除 Ｈ 和 Ｈｅ以外所有元素的内
层电子的结合能，通过元素的特征结合能与灵敏度因子可以
确定表面的化学成分及其相对含量［１３］。图２是吸附Ｕ（Ⅵ）前
后的少根紫萍宽扫描ＸＰＳ谱图。由图２（ａ）可见，少根紫萍在
结合能为２８４．５５和５３２．３０ｅＶ处出现了Ｃ和Ｏ的强峰，在
结合能为４００．８０，３４７．０５，１３３．３０ｅＶ处分别出现了 Ｎ，Ｃａ
和Ｐ的弱峰，表明少根紫萍主要组成为Ｃ和Ｏ，原子百分比
分别为７９．３０％和１９．８３％，由图２（ｂ）可以发现，少根紫萍
活体吸附Ｕ（Ⅵ）后在结合能为３８２．２５ｅＶ处出现明显的Ｕ４ｆ
Ｆｉｇ．２　ＸＰＳ　ｓｕｒｖｅｙ　ｓｃａｎｎｉｎｇ　ｓｐｅｃｔｒａ　ｆｏｒ　ｔｈｅ　ｄｕｃｋｗｅｅｄ
（ａ）：Ｃｏｎｔｒｏｌ；（ｂ）：ｌｉｖｉｎｇ　ｄｕｃｋｗｅｅｄ　ｃｏｎｔａ　ｍｉｎａｔｅｄ　ｗｉｔｈ　２００ｍｇ·Ｌ－１
Ｕ（Ⅵ）；（ｃ）：ｄｒｉｅｄ　ｄｕｃｋｗｅｅｄ　ｃｏｎｔａ　ｍｉｎａｔｅｄ　ｗｉｔｈ　２００ｍｇ·Ｌ－１　Ｕ（Ⅵ）
６１６２ 光谱学与光谱分析　　　　　　　　　　　　　　　　　　　 第３５卷
峰，结合能为１０３．００ｅＶ处出现了Ｕ５ｄ弱峰，而Ｃａ峰消失。
由图２（ｃ）可知，少根紫萍干粉吸附 Ｕ（Ⅵ）后在结合能为
３８１．７０ｅＶ处出现明显的Ｕ４ｆ单一峰，Ｐ峰消失。由此表明
活体和干粉吸附Ｕ（Ⅵ）的作用机制存在差异。
　　（２）高分辨ＸＰＳ分析
图３（ａ）和（ｂ）分别是少根紫萍５ｇ活体和１ｇ干粉与２５
ｍＬ，ｐＨ　５的２００ｍｇ·Ｌ－１　Ｕ（Ⅵ）溶液作用２４ｈ后，样品在
３６５～４００ｅＶ范围内的高分辨ＸＰＳ谱图。图３（ａ）经ＸＰＳｐｅａｋ
软件分峰确定，在３８０．２１，３８２．１４，３９１．２４和３９３．０６ｅＶ处
分别出现了Ｕ４ｆ７／２和 Ｕ４ｆ５／２峰，文献［１４，１５］报道，Ｕ（Ⅳ）
的４ｆ７／２和４ｆ５／２轨道结合能分别出现在３８０．４ｅＶ（±０．３ｅＶ）
和３９１．５ｅＶ（±０．３ｅＶ），Ｕ（Ⅵ）的４ｆ７／２和４ｆ５／２轨道结合能
分别出现在３８２．２ｅＶ（±０．３ｅＶ）和３９２．９ｅＶ（±０．３ｅＶ），由
此可知，少根紫萍活体吸附的 Ｕ（Ⅵ）部分被还原为 Ｕ（Ⅳ）。
由图３（ｂ）可见，结合能在３８１．７和３９２．８ｅＶ两处出现了 Ｕ
的４ｆ７／２和４ｆ５／２峰，表明少根紫萍干体吸附的铀仍以 Ｕ（Ⅵ）
的形式存在。
Ｆｉｇ．３　Ｕ４ｆｈｉｇｈ－ｒｅｓｏｌｕｔｉｏｎ　ＸＰ　ｓｐｅｃｔｒｕｍ　ｏｆ
ｄｕｃｋｗｅｅｄ　ａｆｔｅｒ　Ｕ（Ⅵ）ｂｉｏｓｏｒｐｔｉｏｎ
（ａ）：ｌｉｖｉｎｇ　ｄｕｃｋｗｅｅｄ　ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ　ｗｉｔｈ　２００ｍｇ·Ｌ－１　Ｕ（Ⅵ）；
（ｂ）：ｄｒｉｅｄ　ｄｕｃｋｗｅｅｄ　ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ　ｗｉｔｈ　２００ｍｇ·Ｌ－１　Ｕ（Ⅵ）
２．４．３　ＳＥＭ－ＥＤＸ分析
少根紫萍活体吸附铀前后的扫描电镜结果见图４。由图
４（ａ）可见，在未与铀作用时，活体少根紫萍根系表面存在少
量草酸钙晶体。在溶液中未添加外源磷的条件下，浮萍根系
表面出现多处１００～５００ｎｍ片状堆簇———类似云母的磷酸铀
盐纳米晶体，详见图４（ｂ）（ｃ），（ｄ），且随初始铀浓度的增加
晶体生长得更趋完整。图５（ａ）和５（ｂ）为少根紫萍干体吸附
水体中Ｕ（Ⅵ）前后的ＳＥＭ图，由图５可见，少根紫萍干粉中
存在疏松多孔的凹槽状，而吸附 Ｕ（Ⅵ）后表面相对平整紧
实，但未观察到活体吸附后生成的哪种片状晶体。推测少根
紫萍干体表面存在的多种活性基团与 Ｕ（Ⅵ）发生络合或配
位，从而改变了其表面形貌。
Ｆｉｇ．４　ＳＥＭ　ｉｍａｇｅｓ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｓｕｒｆａｃｅ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｌｉｖｉｎｇ　ｄｕｃｋｗｅｅｄ
ｒｏｏｔ　ｂｅｆｏｒｅ（ａ）ａｎｄ　ａｆｔｅｒ　ｂｉｏｓｏｒｐｔｉｏｎ
Ｆｉｇ．５　ＳＥＭ　ｍｉｃｒｏｇｒａｐｈｓ　ｏｆ　ｄｒｉｅｄ　ｄｕｃｋｗｅｅｄ　ｂｅｆｏｒｅ
（ａ）ａｎｄ　ａｆｔｅｒ（ｂ）Ｕ　ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ
Ｆｉｇ．６　ＥＤＳ　ｒｅｓｕｌｔｓ　ｏｆ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｒｏｏｔ　ｓｕｒｆａｃｅ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｌｉｖｉｎｇ　ｄｕｃｋｗｅｅｄ
ｂｅｆｏｒｅ（ａ）ａｎｄ　ａｆｔｅｒ（ｂ：２００ｍｇ·Ｌ－１　Ｕ）
Ｔａｂｌｅ　６　Ｅｌｅｍｅｎｔ　ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ　ｒｅｓｕｌｔｓ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｌｉｖｉｎｇ　ｄｕｃｋｗｅｅｄ　ｏｆ
ｒｏｏｔｓ　ｂｅｆｏｒｅ（ａ）ａｎｄ　ａｆｔｅｒ（ｂ：２００ｍｇ·Ｌ－１　Ｕ）
７１６２第９期　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　光谱学与光谱分析
Ｅｌｅｍｅｎｔ
（ａ）
Ｗｅｉｇｈｔ％ Ａｔｏｍｉｃ％
（ｂ）
Ｗｅｉｇｈｔ％ Ａｔｏｍｉｃ％
Ｃ　Ｋ　 ４８．３４　 ５９．６３ － －
Ｏ　Ｋ　 ３６．５２　 ３３．８２　 ６．５４　 ３６．４２
Ｎａ　Ｋ　 ２．３４　 １．５１　 ０．８７　 ３．３７
Ｍｇ　Ｋ　 ０．６１　 ０．３７ － －
Ｓｉ　Ｋ　 ７．２９　 ３．８４　 １．３０　 ４．１３
Ｐ　Ｋ　 ０．２４　 ０．１１　 ８．７６　 ２５．１９
Ｃａ　Ｋ　 １．２２　 ０．４５ － －
Ａｕ　 ３．４４　 ０．２６ － －
Ｕ　Ｍ － － ８２．５３　 ３０．８９
Ｔｏｔａｌｓ　 １００．００　 １００．００　 １００．００　 １００．００
　　图６和表６分别为活体少根紫萍根系在接触蒸馏水（ａ）
和２００ｍｇ·Ｌ－１铀溶液（ｂ）４８ｈ后的能谱图及区域元素组成
百分比。结果表明，少根紫萍根系（对照组ａ）主要由Ｃ和Ｏ
元素组成，不含Ｕ，元素 Ａｕ为测试前镀的导电层。其中Ｐ
的质量百分比和原子百分比分别为０．２４％和０．１１％；而与
水体中的Ｕ（Ⅵ）作用后（实验组ｂ），在根系表面生成的片状
堆簇的结晶体，主要由Ｐ，Ｏ，Ｕ 元素组成，不含Ｃ，其中Ｐ
的质量百分比和原子百分比增加为８．７６％和２５．１９％，Ｕ的
质量百分比和原子百分比分别达到８２．５３％和３０．８９％，不
含Ｃａ。表明该片状堆簇系Ｕ与Ｐ的无机结晶体，Ｕ∶Ｐ的原
子百分比６∶５接近１。目前国内外未见在植物体内生成如此
高含量Ｕ结晶的相关报道。分析推断，在本实验条件下是活
体少根紫萍代谢性矿化铀，干粉与铀溶液接触后，未见到磷
铀矿化晶体；活体与铀溶液接触后，少根紫萍大量有机磷从
少根紫萍组织中释放分解为无机磷，在根系表面与部分Ｕ结
合并结晶矿化为氢铀云母 ．细胞壁能广泛富集铀，位于细胞
壁内、外的代谢磷脂，是Ｕ６＋离子最初出现络合反应和随后
铀矿物成核、生长的位置［１６］。
３　结　论
　　少根紫萍作为一种生长和繁殖速度快、且分布广泛的水
生植物，活体和干粉均能有效地去除水中的 Ｕ（Ⅵ）。初始
ｐＨ、Ｕ（Ⅵ）浓度、投加量和时间对去除率有显著影响。ｐＨ　４
～５、常温下少根紫萍活体２．５ｇ·Ｌ－１（ＦＷ）和干粉１．２５ｇ·
Ｌ－１（ＤＷ）在２ｈ内对５ｍｇ·Ｌ－１　Ｕ（Ⅵ）溶液的去除率分别可
达７８．７０％和９５．５５％。吸附过程均符合准二级动力学模型。
推测干粉对Ｕ（Ⅵ）的吸附过程主要存在静电吸引、与表面活
性基团如羟基、酰胺基团络合配位、以及与阳离子交换等机
制；活体少根紫萍根系在与水体 Ｕ（Ⅵ）接触的过程中，首先
通过物理化学吸附作用将铀带到浮萍根系表面，在一定强度
铀的放射性和重金属双重毒害胁迫下，少根紫萍通过新陈代
谢和生理生化响应，酶系统的调节，壁膜的破坏以及磷脂的
分解，促使释放出无机磷酸根与在浮萍根系表面壁膜处吸附
络合配位的铀酰离子作用，在根系壁膜界面处，通过一定的
诱导调控机制，逐步结晶矿化为氢铀云母。具体的矿化过程
和作用机制有待进一步深入研究。
致谢：感谢西南科技大学分析测试中心马国华老师在扫
描电镜样品的测试过程中给予的帮助。
Ｒｅｆｅｒｅｎｃｅｓ
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８１６２ 光谱学与光谱分析　　　　　　　　　　　　　　　　　　　 第３５卷
Ｂｉｏｓｏｒｐｔｉｏｎ　ａｎｄ　Ｂｉｏｍｉｎｅｒａｌｉｚａｔｉｏｎ　ｏｆ　Ｕｒａｎｉｕｍ（Ⅵ）ｆｒｏｍ　Ａｑｕｅｏｕｓ
Ｓｏｌｕｔｉｏｎｓ　ｂｙ　Ｌａｎｄｏｌｔｉａ　Ｐｕｎｃｔａｔａ
ＮＩＥ　Ｘｉａｏ－ｑｉｎ１，２，ＤＯＮＧ　Ｆａ－ｑｉｎ１＊，ＬＩＵ　Ｎｉｎｇ２，ＺＨＡＮＧ　Ｄｏｎｇ３，ＬＩＵ　Ｍｉｎｇ－ｘｕｅ１，ＹＡＮＧ　Ｊｉｅ１，ＺＨＡＮＧ　Ｗｅｉ　１
１．Ｆｕｎｄａｍｅｎｔａｌ　Ｓｃｉｅｎｃｅ　ｏｎ　Ｎｕｃｌｅａｒ　Ｗａｓｔｅｓ　ａｎｄ　Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ　Ｓａｆｅｔｙ　Ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ，Ｍｉａｎｙａｎｇ　６２１０１０，Ｃｈｉｎａ
２．Ｋｅｙ　Ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ　ｏｆ　Ｒａｄｉａｔｉｏｎ　Ｐｈｙｓｉｃｓ　ａｎｄ　Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ（Ｓｉｃｈｕａｎ　Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ），Ｍｉｎｉｓｔｒｙ　ｏｆ　Ｅｄｕｃａｔｉｏｎ；Ｉｎｓｔｉｔｕｔｅ　ｏｆ　Ｎｕｃｌｅａｒ
Ｓｃｉｅｎｃｅ　ａｎｄ　Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，Ｓｉｃｈｕａｎ　Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｃｈｅｎｇｄｕ　６１００６４，Ｃｈｉｎａ
３．Ｉｎｓｔｉｔｕｔｅ　ｏｆ　Ｎｕｃｌｅａｒ　Ｐｈｙｓｉｃｓ　ａｎｄ　Ｃｈｅｍｉｓｔｒｙ，Ｃｈｉｎａ　Ａｃａｄｅｍｙ　ｏｆ　Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ　Ｐｈｙｓｉｃｓ，Ｍｉａｎｙａｎｇ　６２１９００，Ｃｈｉｎａ
Ａｂｓｔｒａｃｔ　Ｔｈｅ　ｂｉｏｓｏｒｐｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｂｉｏｍｉｎｅｒａｌｉｚａｔｉｏｎ　ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ　ｏｆ　ｕｒａｎｉｕｍ　ｂｙ　ｔｈｅ　ｄｕｃｋｗｅｅｄ　Ｌａｎｄｏｌｔｉａ　ｐｕｎｃｔａｔａ　ｗａｓ　ｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｅｄ
ｉｎ　ａｑｕｅｏｕｓ　ｓｏｌｕｔｉｏｎｓ　ｅｎｒｉｃｈｅｄ　ｗｉｔｈ　１ｔｏ　２５０ｍｇ·Ｌ－１　ｏｆ　Ｕ（Ⅵ）ｓｕｐｐｌｉｅｄ　ａｓ　ｕｒａｎｙｌ　ｎｉｔｒａｔｅ［ＵＯ２（ＮＯ３）２·６Ｈ２Ｏ］．Ｔｈｅ　ｍａｘｉｍｕｍ
ｕｒａｎｉｕｍ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｆｏｒ　ｔｈｅ　ｐｌａｎｔ　ｃｕｌｔｉｖａｒ　ｏｃｃｕｒｒｅｄ　ａｔ　ｐＨ　４～５ｏｆ　ｓｏｌｕｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｔｈｅｉｒ　ｕｒａｎｉｕｍ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｉｅｓ　ｅｘｃｅｅｄｅｄ　９０％ａｆｔｅｒ
２４ｈ．Ｉｎ　ｋｉｎｅｔｉｃｓ　ｓｔｕｄｉｅｓ，ｔｈｅ　ｄｒｉｅｄ　ｐｏｗｄｅｒ　ｏｆ　ｄｕｃｋｗｅｅｄ　ｃａｎ　ｆｉｎｉｓｈｅｄ　ｎｅａｒｌｙ　８０％ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｗｉｔｈｉｎ　５ｍｉｎ，ｔｈｅ　ｂａｔｃｈ　ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ
ｅｑｕｉｌｉｂｒｉｕｍ　ｃａｎ　ｂｅ　ｒｅａｃｈｅｄ　ｗｉｔｈｉｎ　２４ｈｆｏｒ　ｔｈｅ　ｌｉｖｉｎｇ　ａｎｄ　ｄｒｉｅｄ　ｐｏｗｄｅｒ　ｏｆ　ｄｕｃｋｗｅｅｄ，Ｂｏｔｈ　ｆｏｒ　ｔｈｅ　ｌｉｖｉｎｇ　ａｎｄ　ｄｒｉｅｄ　ｐｏｗｄｅｒ　ｏｆ
ｄｕｃｋｗｅｅｄ，ｔｈｅ　ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌ　ｄａｔａ　ｗｅｒｅ　ｗｅｌ　ｆｉｔｔｅｄ　ｂｙ　ｔｈｅ　ｐｓｅｕｄｏ－ｓｅｃｏｎｄ－ｏｒｄｅｒ　ｒａｔｅ　ｍｏｄｅｌ　ｗｉｔｈ　ｔｈｅ　ｄｅｇｒｅｅ　ｏｆ　ｆｉｔｔｉｎｇ（ｒ）ｈｉｇｈｅｒ
ｔｈａｎ　０．９９．Ｔｈｅ　ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｉｓｏｔｈｅｒｍｓ　ｃｏｕｌｄ　ｂｅ　ｂｅｔｔｅｒ　ｄｅｓｃｒｉｂｅｄ　ｂｙ　ｔｈｅ　Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ　ｍｏｄｅｌ　ｔｈａｎ　ｔｈｅ　Ｌａｎｇｍｕｉｒ　ｍｏｄｅｌ．Ｉｎ　ａｄｄｉｔｉｏｎ，
Ｆｏｕｒｉｅｒ　ｔｒａｎｓｆｏｒｍ　ｉｎｆｒａｒｅｄ　ｓｐｅｃｔｒｏｓｃｏｐｙ（ＦＴＩＲ）ｒｅｖｅａｌｅｄ　ｔｈａｔ　ｔｈｅ　ｓｕｒｆａｃｅ　ｏｆ　Ｌａｎｄｏｌｔｉａ　ｐｕｎｃｔａｔａ　ｐｏｓｓｅｓｓ　ｍａｎｙ　ａｃｔｉｖｅ　ｇｒｏｕｐｓ　ｓｕｃｈ
ａｓ　ｈｙｄｒｏｘｙｌ，ｃａｒｂｏｘｙｌ，ｐｈｏｓｐｈａｔｅ　ａｎｄ　ａｍｉｄｅ　ｇｒｏｕｐｓ，ｔｈｅ　ｈｙｄｒｏｘｙｌ，ａｍｉｎｏ　ｇｒｏｕｐｓ　ｉｎｖｏｌｖｅｄ　ｉｎ　ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｏｆ　Ｕ（Ⅵ）ｂｙ　ｌｉｖｉｎｇ　ａｎｄ
ｄｒｉｅｄ　ｐｏｗｄｅｒ　ｏｆ　Ｌａｎｄｏｌｔｉａ　ｐｕｎｃｔａｔａ，ａｎｄ　ｔｈｅ　ｐｈｏｓｐｈａｔｅ　ｇｒｏｕｐｓ　ａｌｓｏ　ｐａｒｔｉｃｉｐａｔｅｄ　ｉｎ　ｔｈｅ　ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｂｅｈａｖｉｏｒ　ｏｆ　Ｕ（Ⅵ）ｂｙ　ｔｈｅ　ｌｉｖ－
ｉｎｇ　Ｌａｎｄｏｌｔｉａ　ｐｕｎｃｔａｔａ．Ｔｈｅ　ｌｉｖｉｎｇ　Ｌａｎｄｏｌｔｉａ　ｐｕｎｃｔａｔａ　ｒｅｄｕｃｔｉｏｎ　ｐａｒｔ　ｏｆ　Ｕ（Ⅵ）ｔｏ　Ｕ（Ⅳ）ｗａｓ　ｏｂｓｅｒｖｅｄ　ｂｙ　ＸＰＳ　ａｎａｌｙｓｉｓ．ＳＥＭ
ａｎｄ　ｅｎｅｒｇｙ　ｄｉｓｐｅｒｓｉｖｅ　Ｘ－ｒａｙ　ｓｐｅｃｔｒｏｓｃｏｐｙ（ＥＤＳ）ｏｆ　ｄｕｃｋｗｅｅｄ　ｆｒｏｍ　１０～２００ｍｇ·Ｌ－１　ｕｒａｎｉｕｍ　ｔｒｅａｔｍｅｎｔｓ　ｉｎｄｅｅｄ　ｓｈｏｗｅｄ　ｒｏｏｔ
ｓｕｒｆａｃｅ　ｏｆ　ｌｉｖｉｎｇ　Ｌａｎｄｏｌｔｉａ　ｐｕｎｃｔａｔａｆｏｒｍｅｄ　ａ　ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔ　ｐｏｒｔｉｏｎ　ｏｆ　Ｕ　ｐｒｅｃｉｐｉｔａｔｅｓ　ｗｉｔｈ　ｎａｎｏｍｅｔｅｒ　ｓｉｚｅｄ　ｓｃｈｉｓｔｏｓｅ　ｓｔｒｕｃｔｕｒｅｓ　ｔｈａｔ
ｃｏｎｓｉｓｔｅｄ　ｐｒｉｍａｒｉｌｙ　Ｕ　ａｎｄ　Ｐ，ｎｏｔ　ｃｏｎｔａｉｎｉｎｇ　Ｃ．Ｉｎｏｒｇａｎｉｃ　ｐｈｏｓｐｈａｔｅ　ｗａｓ　ｒｅｌｅａｓｅｄ　ｂｙ　ｔｈｅ　ｒｏｏｔ　ｃｅｌｓ　ｏｆ　Ｌａｎｄｏｌｔｉａ　ｐｕｎｃｔａｔａ　ｄｕｒｉｎｇ
ｔｈｅ　ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔｓ　ｐｒｏｖｉｄｉｎｇ　ｌｉｇａｎｄｓ　ｆｏｒ　ｆｏｒｍａｔｉｏｎ　ｏｆ　ｉｎｓｏｌｕｂｌｅ　Ｕ（Ⅵ）ａｎｄ　Ｕ（Ⅳ）ｐｈｏｓｐｈａｔｅｓ．Ｔｈｅ　ｄｉｓｔｉｎｃｔ　ｕｒａｎｉｕｍ　ｐｅａｋｓ　ｉｎ　ｔｈｅ
ＥＤＳ　ｓｐｅｃｔｒａ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｃｌｕｓｔｅｒ　ｏｎ　ｔｈｅ　ｒｏｏｔ　ｓｕｒｆａｃｅ　ｃａｎ　ｂｅ　ｏｂｓｅｒｖｅｄ　ａｆｔｅｒ　ｂｉｏｓｏｒｐｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｔｈｅ　ｕｒａｎｉｕｍ　ａｎｄ　ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ　ｍａｓｓ　ｒａｔｉｏ　ｏｆ　ｔｈｅ
ｃｌｕｓｔｅｒ　ｓｐｏｔ　ｗａｓ　ｍｅａｓｕｒｅｄ　ｔｏ　ｂｅ　８２．５％ａｎｄ　８．７６％ｏｆ　ｔｈｅ　ｔｏｔａｌ　ｃｏｍｐｏｎｅｎｔ　ｗｅｉｇｈｔ，ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ，ａｎｄ　ｔｈｅ　ａｔｏｍｉｃ　ｐｅｒｃｅｎｔａｇｅ　ｏｆ
３０．８９％ａｎｄ　２５．１９％，ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ．Ｉｔ　ｉｓ　ｗｏｒｔｈ　ｎｏｔｉｎｇ　ｔｈａｔ　ｔｈｅ　ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ　ｍａｓｓ　ｒａｔｉｏ　ａｎｄ　ｔｈｅ　ａｔｏｍｉｃ　ｒａｔｅ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｃｏｎｔｒｏｌ　ｇｒｏｕｐ　ｉｓ
ｏｎｌｙ　０．２４％ａｎｄ　０．１１％，ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ．Ｂｕｔ　ｔｈｅｒｅ　ｗａｓ　ｎｏ　ｓｉｍｉｌａｒ　ｃｒｙｓｔａｌｓ　ｏｂｓｅｒｖｅｄ　ｏｎ　ｔｈｅ　ｓｕｒｆａｃｅ　ｏｆ　ｄｒｉｅｄ　ｐｏｗｄｅｒ　ｏｆ　Ｌａｎｄｏｌｔｉａ
ｐｕｎｃｔａｔａ　ａｆｔｅｒ　ｂｉｏｓｏｒｐｔｉｏｎ．Ｔｈｅ　ｐｒｅｓｅｎｔ　ｗｏｒｋ　ｓｕｇｇｅｓｔｓ　ｔｈａｔ　ｌｉｖｉｎｇ　ａｎｄ　ｄｒｉｅｄ　ｐｏｗｄｅｒ　ｏｆ　Ｌａｎｄｏｌｔｉａ　ｐｕｎｃｔａｔａｃａｎ　ｒｅｍｏｖｅ　ｍｏｒｅ　ｔｈａｎ
９０％ Ｕ（Ⅵ）ｆｒｏｍ　ｓｏｌｕｔｉｏｎ　ｓｉｍｕｌｔａｎｅｏｕｓｌｙ　ｐｒｅｃｉｐｉｔａｔｅｄ　ｔｏｇｅｔｈｅｒ　ｗｉｔｈ　ｐｈｏｓｐｈａｔｅ　ｂｙ　ｔｈｅ　ｌｉｖｉｎｇ　Ｌａｎｄｏｌｔｉａ　ｐｕｎｃｔａｔａ，ａｎｄ　ｔｈｅ　ｄｒｉｅｄ
ｐｏｗｄｅｒ　ｏｆ　Ｌａｎｄｏｌｔｉａ　ｐｕｎｃｔａｔａ　ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　Ｕ（Ⅵ）ｉｓ　ｍａｉｎｌｙ　ｔｈｒｏｕｇｈ　ｔｈｅ　ｅｆｆｅｃｔ　ｏｆ　ｅｌｅｃｔｒｏｓｔａｔｉｃ　ａｔｔｒａｃｔｉｏｎ，ｉｏｎ　ｅｘｃｈａｎｇｅ　ａｎｄ　ｃｏｍｐｌ－
ｅｘａｔｉｏｎ　ｃｏｏｒｄｉｎａｔｉｏｎ，ｅｔｃ．Ｈｅｒｅ，ｆｏｒ　ｔｈｅ　ｆｉｒｓｔ　ｔｉｍｅ，ｔｈｅ　ｐｒｅｓｅｎｃｅ　ｏｆ　Ｕ　ｉｍｍｏｂｉｌｉｚａｔｉｏｎ　ｍｅｃｈａｎｉｓｍｓ　ｗｉｔｈｉｎ　ｏｎｅ　ａｑｕａｔｉｃ　ｐｌａｎｔ　ｉｓ　ｒｅ－
ｐｏｒｔｅｄ　ｕｓｉｎｇ　Ｌａｎｄｏｌｔｉａ　ｐｕｎｃｔａｔａ．
Ｋｅｙｗｏｒｄｓ　Ｌａｎｄｏｌｔｉａ　ｐｕｎｃｔａｔａ；Ｕｒａｎｉｕｍ；Ｂｉｏｓｏｒｐｔｉｏｎ；Ｂｉｏｍｉｎｅｒａｌｉｚａｔｉｏｎ
（Ｒｅｃｅｉｖｅｄ　Ｍａｙ　３０，２０１４；ａｃｃｅｐｔｅｄ　Ａｕｇ．２９，２０１４）　　
＊Ｃｏｒｒｅｓｐｏｎｄｉｎｇ　ａｕｔｈｏｒ
９１６２第９期　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　光谱学与光谱分析