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Study on the adsorption performance of Fe （Ⅱ）-doped hydroxyapatite for Pb （Ⅱ）in aqueous solution
LI Hui,JIANG Qun,JIANG Simeng,QU Jianhua,JIANG Zhao,ZHANG Ying *
（School of Resources and Environment ，Northeast Agricultural University ，Harbin 150030，China ）
Abstract ：To develop efficient,low-cost,and easy-to-obtain heavy metal adsorbents,Fe （NO 3）2/Ca （NO 3）2/KH 2PO 4solution was ud to prepare Fe （Ⅱ）-doped hydroxyapatite （Fe-HAp ）by hydration under alkaline conditions.Unmodified hydroxyapatite （HAp ）was ud as the control material.Batch adsorption experiments and chemical characterization were performed to explore the adsorption performance and
adsorption mechanism of Fe-HAp for Pb （Ⅱ）in aqueous solution.Fe-HAp contained a large number of nano-scale particles uniformly
distributed on the surface with a large number of surface functional groups,and the specific surface a
rea of Fe-HAp was 55.66m 2·g -1.The maximum adsorption quantity （Q m ）of Fe-HAp for Pb （Ⅱ）was 224.44mg·g -1,1.85times higher than that of HAp,and Fe-HAp was better than the reprentative HAp adsorbents reported previously.The adsorption of Fe-HAp on Pb （Ⅱ）conformed to the pudo-cond-order
kinetic model and Langmuir adsorption isotherm model,and the adsorption of Pb （Ⅱ）was a spontaneous endothermic process.The high-efficiency adsorption performance of Fe-HAp for Pb （Ⅱ）in aqueous solution is mainly due to the combined effects of ion exchange,electrostatic attraction,complexation,and precipitation.Fe-HAp has good reusability,with great potential for practical applications.Keywords ：Fe （Ⅱ）doped hydroxyapatite;Pb （Ⅱ）;adsorption;adsorption mechanism
掺Fe （Ⅱ）羟基磷灰石对水溶液中Pb （Ⅱ）吸附性能研究
李辉，江群，姜思盟，曲建华，姜昭，张颖*
（东北农业大学资源与环境学院，哈尔滨150030）
收稿日期：2021-04-09录用日期：2021-06-11作者简介：李辉（1988—），男，黑龙江哈尔滨人，博
士研究生，从事农业水土重金属污染修复研究。E-mail ：******************通信作者：张颖E-mail ：**********************基金项目：国家自然科学基金项目（41961144030）Project supported ：The National Natural Science Foundation of China （41961144030）
摘
要：为了开发高效、经济、易得的重金属吸附剂，采用Fe （NO 3）2/Ca （NO 3）2/KH 2PO 4混合溶液在碱性条件下通过水合法制备掺
Fe （Ⅱ）羟基磷灰石（Fe-HAp ），以未改性羟基磷灰石（HAp ）为对照材料，通过化学表征和批量吸附实验，探究Fe-HAp 对水溶液中Pb （Ⅱ）的吸附性能与吸附机制。结果表明：Fe-HAp 表面均匀地分布着大量纳米级颗粒，具有大量表面官能团，其比表面积为55.66m 2·g -1。Fe-HAp 对Pb （Ⅱ）的最大吸附量（Q m ）高达224.44mg·g -1，是HAp 的1.85倍，高于文献报道的代表性HAp 类吸附剂。Fe-HAp 对Pb （Ⅱ）吸附过程符合拟二级动力学模型和Langmuir 吸附等温模型，且对Pb （Ⅱ）的吸附是自发的吸热过程。Fe-HAp 对水溶液中Pb （Ⅱ）的高效吸附性能主要是离子交换、静电引力、络合沉淀的共同作用。此外，Fe-HAp 具有较好的可重复利用性，
其实际应用潜力较大。
关键词：掺Fe （Ⅱ）羟基磷灰石；铅；吸附；吸附机制中图分类号：TQ424;X703
文献标志码：A
文章编号：2095-6819（2022）04-0698-09
doi :10.13254/j.jare.2021.0211
李辉，江群，姜思盟，等.掺Fe （Ⅱ）羟基磷灰石对水溶液中Pb （Ⅱ）吸附性能研究[J].农业资源与环境学报,2022,39（4）:698-706.LI H,JIANG Q,JIANG S M,et al.Study on the adsorption performance of Fe （Ⅱ）-doped hydroxyapatite for Pb （Ⅱ）in aqueous solution[J].Journal of Agricultural Resources and Environment ,2022,39（4）:698-706.
开放科学OSID
水体重金属污染是当前迫在眉睫的环境问题，在环境污染修复领域备受关注。重金属不可降解且容易通过食物链在生物体内富集而放大其生物毒性，进而威胁人类和动植物健康。随着我国工农业的快速
发展，水体重金属，尤其是水体Pb （Ⅱ）污染形势日益严峻。Pb 被世界卫生组织（World Health Organiza⁃tion ，WHO ）列为强污染物。含Pb （Ⅱ）的污水排放后可通过地表径流、污水灌溉等方式向农田等环境扩
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李辉，等：掺Fe （Ⅱ）羟基磷灰石对水溶液中Pb （Ⅱ）吸附性能研究
散，影响农作物生长，并最终通过食物链在人体内富集。Pb （Ⅱ）对人体的肾脏、神经系统、生殖系统、肝脏和大脑具有毒性，严重影响人体健康甚至可能导致死亡[1]。重金属不能被分解，但可以转变为其他赋存形态[2]。如何高效去除水体中的Pb （Ⅱ）已成为保障生态环境安全与人体健康亟待解决的问题。目前应用于处理重金属Pb （Ⅱ）污染废水的方法很多，如化学沉淀法、吸附法、电解法、膜过滤法和微生物分离法等，其中，吸附法因工艺简单、经济、高效等特点而得到广泛应用[3]。目前，许多吸附剂，如活性炭、生物炭、铁氧化物、黏土、沸石以及天然或合成聚合物，被广泛用于Pb （Ⅱ）的吸附[4]。其中，羟基磷灰石（HAp ）具有特殊的晶体结构，对二价重金属离子的结合力强，环境友好，不易造成二次污染[5-6]，且对水中的Pb （Ⅱ）离子可选择性吸附，是一种典型的Pb （Ⅱ）
吸附剂。WANG 等[7]使用HAp 吸附Cd （Ⅱ）、Pb （Ⅱ）、Cu （Ⅱ），发现其对Pb （Ⅱ）表现出优异的吸附效果。然而，受限于原始HAp 的机械稳定性、抗腐蚀性和吸附容量，亟需扩大其吸附性能的应用范围，近年来国内外学者通过各种物理化学手段开发了大量改性的HAp 材料[8]。由于其特殊的六方体晶系结构，HAp 具有很强的离子交换能力。钙离子所占据的金属阳离子位置具有良好的反应活性，可以与其他阳离子发生置换，从而生成不同类型的HAp ，这种特殊的改性方法已经引起了世界材料研究者们的广泛关注[9]。例如，陈奕瑄[10]以Sr （Ⅱ）为掺杂离子替换部分Ca （Ⅱ）进行羟基磷灰石掺杂改性实验，发现当掺杂比例为20%时，吸附Pb （Ⅱ）的效果提升了54%。而含铁材
料广泛存在于土壤与水体中，部分含铁化合物对Pb （Ⅱ）具有良好的吸附性能[11]
。因此开发铁作为掺杂离子的羟基磷灰石材料具有重要的研究意义。
本研究以进一步增加吸附位点、提高吸附性能为改性目标，通过水合反应引入Fe （Ⅱ）离子，对传统的羟基磷灰石进行改性，并以原始羟基磷灰石作为对照材料，旨在用硝酸亚铁部分取代传统的钙源制得Fe-HAp ，并评估Fe-HAp 对Pb （Ⅱ）的吸附效果，同时探究Fe-HAp 对水溶液中Pb （Ⅱ）的多重吸附机制。
1材料与方法
1.1试验原料
本研究中使用的所有化学药品均为分析纯。磷
酸二氢钾（天津天力化学试剂有限公司）；硝酸钙（天津博迪化学有限公司）；氨水（25％，天津致远化学试
剂有限公司）；硝酸亚铁（天津巴斯夫化学有限公司）；硝酸铅（上海测试化学试剂有限公司）。1.2羟基磷灰石的合成与Fe-HAp 的合成
用Ca （NO 3）2作为钙源、
KH 2PO 4作为磷源进行水合制备HAp 。首先，在搅拌下以恒定速率将50mL 的
0.1mol·L -1KH 2PO 4溶液缓慢添加到75mL 的0.1mol·L -1Ca （NO 3）2溶液中。在该反应过程中，用氨水将溶液的pH 调至10左右。在60°C 的温度下恒定搅拌3h ，老化48h 后，将沉淀物与母液分离，并用去离子水洗涤沉淀物，直至溶液的pH 值接近中性，以5000r·
min -1的速度离心后并在80°C 下完全干燥，过100目筛获得粉末产物HAp 。同样，使用Fe （NO 3）2作为铁源，按照（Ca+Fe ）与P 摩尔比为1.67∶1（Ca 与Fe 摩尔
比为1∶1），重复上述步骤获得Fe-HAp 。1.3吸附实验
以0.01mol·L -1的NaNO 3溶液作为吸附背景液。1.3.1吸附剂用量
分别称取0、10、25、50、80、100mg 的Fe-HAp 或HAp ，依次加入含50mL 的Pb （Ⅱ）水溶液（250mg·L -1）的11个150mL 锥形瓶中，将吸附剂均匀分散。在25℃、150r·min -1的摇床中充分反应至平衡，取出混合物离心后，上清液通过0.45μm 的水系滤膜过滤后，测定剩余的Pb （Ⅱ）的浓度。
吸附剂的吸附容量和Pb （Ⅱ）的吸附率采用公式
（1）和（2）[12]
计算：
Q e =
V ×(C 0-C e )m （1）r =(C 0-C e )C 0
×100%
（2）
式中：Q e 是当吸附达到平衡时吸附在HAp 或Fe-HAp
上Pb （Ⅱ）的量，mg·g -1；C 0是初始Pb （Ⅱ）浓度，mg·L -1；C e 是平衡状态下溶液中Pb （Ⅱ）的浓度，mg·L -1；V 为介质的体积，L ；m 为反应体系中吸附剂的质量，g 。
吸附前后Pb （Ⅱ）浓度测定采用原子吸收分光光度计法（Thermo ICE3500，美国）。1.3.2pH 值
将Pb （Ⅱ）溶液（250mg·L -1）移入锥形瓶中，将Pb （Ⅱ）溶液的pH 值调节至2~6，分别添加两种吸附剂，在恒温摇床中振荡180min 。经离心过滤测定残
留的Pb （Ⅱ）浓度，计算出Pb （Ⅱ）的吸附量。1.3.3吸附动力学
分别向装有pH=6的Pb （Ⅱ）溶液（初始浓度为
250mg·L -1）的锥形瓶（150mL ）加入两种吸附剂，分
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农业资源与环境学报·第39卷·第4期
时取样，取样时间设置为2、5、10、15、20、30、60、90、120、150min和180min。样品取出后，立即通过0.45μm的滤膜测定Pb（Ⅱ）的浓度。
1.3.4吸附热力学
探究Pb（Ⅱ）的初始浓度对吸附量的影响，初始浓度设置为100、150、200、250、300、400、500mg·L-1，在不同温度恒温摇床里振荡吸附至达到吸附平衡，取样，过滤，检测Pb（Ⅱ）的浓度，其中温度设置为25、35℃和45℃。
1.4HAp与Fe-HAp的表征分析
对HAp和Fe-Hap表面性能进行表征。使用傅里叶红外光谱仪（FT-IR，Nicolet IS50，美国）在500~ 4000cm-1范围内记录表面官能团表征结果。通过电子扫描电镜（SEM，Hitachi SU8010，日本）观察HAp和Fe-HAp的形貌，通过能谱仪（EDS）对吸附剂表面原料进行分析。采用Zeta电位仪（Nano-zs90，英国）对样品在不同pH条件下的Zeta电位进行测定。比表面积、孔径等数据由比表面积和孔隙率分析仪（ASAP 3020，美国）获得。吸附剂的物相组成和晶型结构通过X射线衍射图谱（XRD，SmartLab，中国）表征。1.5循环与再生研究
通过多次吸附-再生实验评估吸附剂的可重复利用性和再生能力。具体操作：吸附后的Fe-HAp通过离心收集，并转移到0.1mol·L-1的EDTA-Na中以解吸Pb（Ⅱ），用去离子水洗涤3次，干燥后投入到新的体系中，并循环该过程。
1.6数据统计分析
所有试验均进行了3次，所选择的结果是独立试验的平均值，显示误差线。采用Origin进行拟合制图。2结果与讨论
2.1吸附特性分析
2.1.1环境因素对Pb（Ⅱ）吸附的影响
（1）投加量
图1（嵌入图）显示了吸附剂的投加量对Pb（Ⅱ）吸附的影响。随着投加量的增加，Pb（Ⅱ）的吸附效率迅速提高，吸附量明显不同。这是由于活性位点增加，在投加量为50mg后，吸附效率保持稳定。Pb（Ⅱ）的吸附量接近平衡，Fe-HAp对Pb（Ⅱ）的最佳吸附量为223mg·L-1。因此，选择50mg为最佳投加量。
（2）反应时间
反应时间对Pb（Ⅱ）吸附量的影响如图1所示，由图1可以发现吸附包括两个阶段：第一阶段是快速吸附过程，第二阶段是慢速吸附过程[13]。第一阶段持续约90min，为Pb（Ⅱ）吸附的主要过程。之后吸附达到稳定值，而吸附平衡值在120min内达到。因此，选定120min作为最佳反应时间。
（3）pH和Zeta电位
pH对Pb（Ⅱ）吸附的影响如图2所示，两种材料的吸附趋势相似，但对Pb（Ⅱ）的吸附能力表现为Fe-HAp>HAp，且吸附剂对Pb（Ⅱ）的吸附效果受pH影响较大。pH在2~6范围内，Pb（Ⅱ）吸附效果随pH增大而急剧增加，Fe-HAp对Pb（Ⅱ）的吸附量从24.8mg·g-1升至226mg·g-1。当pH＞6时，
吸附基本不受pH 影响，由于碱性条件Pb（Ⅱ）容易发生沉淀，因此，选定pH值为6进行试验。Zeta电位结果（图2）表明，
图2pH对材料Zeta电位和Pb（Ⅱ）吸附能力的影响Figure2The influence of solution pH on materials Zeta potential
and Pb（Ⅱ）adsorption
quantity
吸
附
量
A
d
s
o
r
p
t
i
o
n
q
u
a
n
t
i
t
y
/
（
m
g
·
g
-
1
）
pH
Z
e
t
a
电
位
Z
e
t
a
p
o
t
e
n
t
i
a
l
/
m
V 图1反应时间和吸附剂投加量对HAp、Fe-HAp吸附
Pb（Ⅱ）的影响
Figure1The effect of reaction time and adsorbent dosage on
Pb（Ⅱ）adsorption by HAp and
Fe-HAp
吸
附
量
A
d
s
o
r
p
t
i
o
n
q
u
a
n
t
i
t
y
/
（
m
g
·
g
-
1
）
时间Time/min
500
400
300
200
100
—
—700
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李辉，等：掺Fe （Ⅱ）羟基磷灰石对水溶液中Pb （Ⅱ）吸附性能研究
HAp 和Fe-HAp 的零电位点为3.7和2.5。当pH 低于
零电位点时，吸附剂的表面带正电，由于静电排斥作用而不利于重金属的吸附。当溶液的pH 值高于零电位点时，吸附剂的表面带负电，重金属与带负电的吸附剂表面之间产生明显的静电吸引[14]
，
且随着pH 的增加，吸附剂所带负电量增强，更有助于对Pb （Ⅱ）的吸附。相比于HAp ，Fe-HAp 带有更多的负
电荷，这可能是Fe-HAp 对Pb （Ⅱ）的吸附优于HAp 的原因之一。2.1.2吸附动力学
分别采用拟一级动力学和拟二级动力学模型对Pb （Ⅱ）的吸附过程进行描述，如公式（3）和（4）[15]
所示：
ln （Q e -Q t ）=ln Q e -K 1×t
（3）t Q t =1K 2×Q 2
e +t Q e
（4）
式中：Q e 和Q t 分别是吸附剂对Pb （Ⅱ）的平衡吸附量和吸附时间为t 时的吸附量，mg·g -1；K 1和K 2是拟一级和拟二级动力模型吸附速率常数。
HAp 、Fe-HAp 对Pb （Ⅱ）的吸附动力学模型拟合如图3所示，模型对应拟合参数如表1所示。
根据R 2值判断，Pb （Ⅱ）在两种吸附剂上的吸附过程更符合拟二级动力学模型，这表明吸附以化学吸附为主[16-17]，且Fe-HAp 的吸附能力优于HAp ，说明Fe （Ⅱ）掺杂改性是一种有效的改性方式。2.1.3吸附等温线
通过吸附等温线测试研究了吸附剂对Pb （Ⅱ）的
最大吸附潜能。根据Langmuir 和Freundlich 模型进
行拟合分析，方程如下：
Q e =
Q m ×K L ×C e
1+K L ×C e
（5）Q e =K F ×C 1/n
e （6）
吸附等温曲线如图4所示，拟合参数如表2所示，
HAp 吸附等温线更符合Freundlich 模型，说明Pb （Ⅱ）离子的吸附形式不均匀，以异质吸附为主；而Fe-HAp 的等温吸附曲线更符合Langmuir 模型，这表明Pb （Ⅱ）在此材料上吸附为单层吸附，吸附均匀，表面
具有相同的吸附活化性能。2.1.4吸附热力学
吸附热力学可以判断吸附过程的自发性。吉布
斯自由能（ΔG ）、焓变（ΔH ）和熵变（ΔS ）由公式（7）和
（8）[18]
计算得出：
ΔG =-R×T×ln K d （7）ΔG =ΔH -T×ΔS
（8）
式中：K d 为Langmuir 平衡常数；R 为气体常数（8.3140J·mol -1·K -1）；T 为K d 下的温度，K 。
如图5所示，对
ln （Q e /C e ）与1/T 进行线性拟合，根据斜率得到K d 值。根据公式（7）求出ΔG ，再由方程（8）计算出ΔH 和ΔS ，计算结果见表3。由于ΔG 为负值，所以两种吸附剂吸附Pb （Ⅱ）的过程是自发的，ΔH 为正值表示该过程
是吸热的[19]。
2.2HAp 和Fe-HAp 吸附前后的理化性质变化
HAp 和Fe-HAp 的SEM 和EDS 图像如图6所示。
在相同的放大倍数下观察，可以看到，HAp 材料呈有层次的颗粒状分布，而Fe-HAp 表面形成了更多大小均一的纳米球状颗粒。吸附后HAp 的表层出现大量
棒状结构，可能是吸附过程中产生了重金属络合物；而Fe-HAp 吸附Pb （Ⅱ）后，形貌并未发生显著的变化。图6A~图6D 中的EDS 图（嵌入图）表明Pb （Ⅱ）成功地吸附在两种材料上。Fe-HAp 吸附Pb （Ⅱ）后的元素分布如图6E~6I 所示，材料中各种元素分布均
模型Kinetic model 准一级动力学模型
准二级动力学模型
参数Parameter Q e /（mg·g -1）K 1/min -1
R 2
Q e /（mg·g -1）
K 2/（g·mg -1·min -1）
R 2
HAp
122.230.03240.9789121.89
4.77750.9996Fe-HAp 223.18
0.04090.9551221.764.32260.9993表1HAp 和Fe-HAp 对Pb （Ⅱ）的吸附动力学模型参数
Table 1Adsorption kinetic model parameters of Pb （Ⅱ）
by HAp and Fe-HAp
图3HAp 和Fe-HAp 对Pb （Ⅱ）的吸附动力学模型拟合Figure 3Kinetic model fitting of Pb （Ⅱ）adsorption
onto HAp and
Fe-HAp
t /Q t
时间Time/min
111—
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农业资源与环境学报·第39卷·第4期
匀，符合掺杂改性后的结果。同时发现Pb （Ⅱ）均匀吸附在吸附剂表面，这与等温吸附拟合结果一致。
吸附前后吸附剂HAp 和Fe-HAp 的FT-IR 图谱如图7所示，在1042cm -1和1039cm -1处分别是与磷酸盐基团有关的不对称拉伸振动峰[20]。Fe-HAp 和HAp 中3367cm -1处的峰值显示—OH 基团存在于晶
体表面[21]。在512cm -1和632cm -1出现的峰可被认为是羟基[22]
，进一步表明，所获得的材料包含上述两种官能团。
相应的XRD 光谱（图8）显示2θ分别对应于（002）、（102）、（211）、（130）、（213）、（222）的羟基磷灰石标准光谱，分别对应25.9°、28.9°、31.8°、39.3°、46.4°、49.5°，表明所获得的样品是羟基磷灰石。图8中的HAp 原始材料中出现的几个明显的衍射峰分别对应于Ca 10（PO 4）6（OH ）2晶面，
而Fe-HAp 的特征衍射峰明显减弱甚至消失，这是由Fe （Ⅱ）掺杂引起的。掺杂有两种主要类型：一种是在晶格原子之间插入间隙并扰乱Ca 和O 原子之间的离子键，这种掺杂方法不会产生新的晶体产物；另一种是掺杂离子通过影响晶体的形成和生长来改变晶体的结构，当铁的掺杂量达到一定浓度时，Fe 取代晶格中晶体的某些原始位置，然后形成新产物。从图8中可以发现，铁能干扰
图4HAp 和Fe-HAp 对Pb （Ⅱ）的吸附等温线拟合
Figure 4Adsorption isotherms fitting of Pb （Ⅱ）onto HAp and Fe-HAp
表2HAp 和Fe-HAp 对Pb （Ⅱ）的等温吸附模型参数
Table 2Isothermal adsorption model parameters of HAp and Fe-HAp on Pb （Ⅱ）
等温线Isotherm Langmuir
Freundlich 参数Parameter Q m /（mg·g -1）K L /（L·mg -1）
R 2
K F /（mg 1-1/n ·L 1/n ·g -1）
1/n R 2
HAp
25℃
121.34
0.56130.697387.25
0.06190.718935℃128.45
0.64140.679786.82
0.07560.852745℃
137.25
0.72870.775790.33
0.08180.9345Fe-HAp 25℃
224.44
1.13630.9216133.12
0.11190.836035℃
227.502.39860.9230144.47
0.10160.861245℃
245.46
4.72980.9237161.85
0.09260.9054图5HAp 和Fe-HAp 对Pb （Ⅱ）的吸附热力学研究Figure 5Adsorption thermodynamics of Pb （Ⅱ）onto HAp
and Fe-HAp
表3HAp 和Fe-HAp 对Pb （Ⅱ）的吸附热力学参数Table 3Adsorption thermodynamic parameters of HAp and
Fe-HAp on Pb （Ⅱ）
吸附材料
Materials HAp
Fe-HAp
ΔH /（kJ·mol -1）
16.721.1
ΔS /
（J·mol -1）
6788
-ΔG /（kJ·mol -1）
298K 3.245.11
308K 3.865.91
318K 4.54
6.68
Q e /（m g ·g -1）
C e /（mg·L -1）
1601501401301201101009080
Q e /（m g ·g -1）
C e /（mg·L -1
）
350300250200150100500
25℃
35℃
45
℃
l n （Q e /C e ）
1/T
—
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李辉，等：掺Fe （Ⅱ）羟基磷灰石对水溶液中Pb （Ⅱ）吸附性能研究
晶体的形成和晶粒的生长，导致晶格畸变，进而Fe-HAp 中出现大量晶格缺陷。这些变化有利于发生各种物理和化学反应，从而提高材料对Pb （Ⅱ）的吸附能力。通过观察两种材料吸附Pb （Ⅱ）后的XRD 图谱（图8）可以发现，HAp 吸附后的材料基本保持了原有的衍射峰。Fe-HAp 吸附后的2θ分别对应于25.9°、28.9°、31.8°、39.3°、46.4°、49.5°处的（002）、（102）、
（211）、（130）、（213）、（222）晶面类似于HAp [23]，恢复了类似HAp 晶型，这也证明了吸
附后的产物更稳定。因此，可以判断出Fe （Ⅱ）掺杂改性的Fe-HAp 对重金属Pb （Ⅱ）的吸附效率得到了提高[24]。同时，两种材料吸附后在22.1°处均产生明显增益，这是由于材料吸附
Pb （Ⅱ）产生Pb 3（PO 4）2。此外，
在22.6°、61.8°处出现的新衍射峰代表Pb 10（PO 4）6（OH ）2的产生
[25]
。图6HAp 和Fe-HAp 吸附Pb （Ⅱ）前后的形貌与元素组成（A~D ）以及Fe-HAp 吸附Pb （Ⅱ）后的元素分布（E~I ）Figure 6Morphology and EDS element analysis of HAp and Fe-HAp before and after adsorption of Pb （Ⅱ）（A-D ）；
Element mapping of Fe-HAp after adsorption of Pb （Ⅱ）（E-I ）
Ca P Pb Fe O
Fe-HAp+Pb
HAp+Pb
HAp Fe-HAp 图7HAp 和Fe-HAp 吸附Pb （Ⅱ）前后的FT-IR 分析Figure 7FT-IR analysis before and after adsorption Pb （Ⅱ）by
HAp and Fe-HAp
4000
波数Wave number/cm -1
HAp 吸附前
Fe-HAp 吸附前HAp 吸附后Fe-HAp 吸附后500
3367
632
51235003000250020001500
1000
10421039
透射率T r a n s m i t t a n c e r a t e /%
图8HAp 和Fe-HAp 吸附Pb （Ⅱ）前后的XRD 变化Figure 8XRD analysis of HAp and Fe-HAp before and after
adsorption of Pb （Ⅱ）
10
20
304050
607080
2θ/（°）
HAp
HAp 吸附后Fe-HAp
Fe-HAp 吸附后
（213）
（222）（130）
（211）（102）
（213）（222）
（130）（211）
强度I n t e n s i t y /a .u .
（002）
（002）（102）—
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