U(VI)吸附材料的制备及其吸附性能的研究进展

2022-10-21李天泽董媛媛布和巴特尔于亮亮胡慧婷

黑龙江工程学院学报 2022年5期

李天泽，董媛媛，布和巴特尔，刘超，于亮亮，胡慧婷

(1.黑龙江工程学院材料与化学工程学院，哈尔滨 150050；2.黑龙江科技大学矿业工程学院，哈尔滨 150022；3.东北石油大学地球科学学院，黑龙江大庆 163318)

人口快速增长和工业化发展导致了全球能源需求量的增加，而传统化石燃料是不可再生能源，它的大量使用会引起温室气体排放导致温室效应的产生[1]。在此背景下，经济、清洁、可持续使用的可再生能源进入人们视野。核能由于其能量密度高和无温室气体排放，已成为主要发展的可再生能源之一。随着全球能源需求的增长，预计到2040年核能发电量将翻一番[2]。

铀作为核能工业的核心战略资源，主要通过矿产开采获得。据统计,陆地矿石中的铀储量约为630万t，随着能源需求的增加，预计未来铀将成为短缺资源[3]。因此，开发新的铀矿开采方式和提取技术增加铀原料的供应量势在必行。铀也存在于海水中，浓度低至3.3 ppb[4]。虽然以极稀的形式存在，但海洋中含有约45亿t铀，几乎是整个陆地可用供应量的1 000倍以上[5]。因此，开发能够从海水中提取铀的高效、经济的技术手段对解除能源危机十分重要。另一方面，铀具有较高的生物毒性，是一种潜在的环境污染物。铀矿开采和选矿过程中非法或不当处置放射性铀废物也会破坏生态系统。铀废物一旦释放到生态系统中，就会对生物体的多种器官造成有害影响。由此可见，从水溶液中分离铀离子(U(VI))成为社会发展和环境治理两个方面的重要问题。

迄今为止，吸附法、离子交换法、膜过滤法、固相萃取法、化学沉淀法等多种技术已经被用于金属离子和有机污染物的分离[6-8]。在这些技术中，吸附法因其适用范围广、成本低廉和无二次污染等特点成为最常采用的分离方法之一[9]。例如：Yuan等[10]设计甘氨酸衍生物功能化金属有机骨架材料用于水溶液中Co(II)的去除。Liu等[11]通过二亚乙基三胺功能化吸附剂用于选择性去除水中铜离子和铅离子。Huang等[12]采用磁性纳米复合材料用于快速去除水中重金属离子和染料。由此可见，利用吸附法去除水中金属离子和有机污染物是十分有效且成熟的方法。

事实上，吸附过程中吸附材料特性会直接影响其对目标物的吸附效果，所以充分了解吸附材料的理化性质、吸附机理对吸附材料的开发具有重要意义。文中系统地回顾了近几年报道吸附法用于水溶液中分离U(VI)的相关文献，对吸附材料种类、制备方法和吸附机理进行总结。如图1所示为本综述的结构示意图。

图1 U(VI)吸附的影响因素及常见吸附材料

1 U(VI)吸附的影响因素

吸附材料对U(VI)吸附性能由多种因素共同决定。对吸附材料本身而言，表面积、孔径、接枝率、亲水性、链长和构象等理化性质都会影响U(VI)的吸附效果[13-16]。例如，增加吸附材料比表面积可以增强吸附材料对U(VI)的吸附效果[17]。对于外界环境，吸附材料使用环境的pH、温度和共存离子也会对U(VI)的吸附产生影响。

1.1 pH环境

表1 不同pH环境下U(VI)存在形式及吸附材料电荷选择

由此可见，pH环境会直接影响U(VI)的存在状态，了解不同pH下U(VI)存在形式和表面电荷性质，对选择合适的吸附材料来获得最大U(VI)吸附容量具有十分重要的作用和意义。

1.2 温度

在U(VI)吸附的过程中，温度是必须考虑的外界因素之一。热力学研究表明，某些吸附材料(例如胺肟基类材料)对U(VI)的吸附是一个自发吸热过程，温度升高能有效促进U(VI)吸附[20]。在温度较高时，U(VI)将从本体溶液向活性位点扩散，同时U(VI)与作用基团之间的配体交换反应也会加速[15]。从这个角度来看，在U(VI)吸附时，适当地增加环境温度有利于提高U(VI)的捕获性能。然而，提高温度时竞争离子的干扰会增加，同时温度升高也会缩短吸附材料使用寿命。因此，温度的掌握对高效、快速进行U(VI)吸附十分重要。

1.3 共存离子

海水或含U(VI)污水是一个极其复杂的体系，包含了多种已知或未知元素。若以海水或含U(VI)污水作为吸附U(VI)的实际水样，水样中的共存离子会影响吸附材料对U(VI)的吸附效果。以海水为例，海水中平均含盐量约为3.5%，是U(VI)含量的100倍以上[21]。因此，若想实现海水中的U(VI)分离，共存离子对吸附材料的干扰势必是分离过程中一个巨大的挑战。

海水中Na(I)含量最高，其次是Mg(II)、Ca(II)和K(I)。多数情况下，Na(I)、K(I)并不会直接影响吸附材料和U(VI)之间的相互作用。但是，由于Na(I)、K(I)的浓度极高，它们对钒离子的影响会间接影响U(VI)的吸附[22]。相比之下，Ca(II)、Mg(II)会造成更大的干扰，因为Ca(II)、Mg(II)可以与海水中的U(VI)形成电中性Ca/Mg-UO2CO3复合物，Ca/Mg-UO2CO3复合物的形成不但会影响U(VI)和吸附材料之间的作用力，而且会降低静电力产生的有利吸附，甚至改变吸附机理[23]。含U(VI)污水则更为复杂，这是因为污水中包含了Fe(III)、Pb(II)、Cu(II)、Ni(II)和Mn(II)等更多种类的离子，这些离子或多或少能与吸附材料上的基团发生相互作用,干扰U(VI)的吸附[24]。

此外，无论是海水还是含U(VI)污水，它们除了包含大量的阳离子，同时也含有丰富的阴离子。与阳离子的影响相比，阴离子的作用往往被忽视，导致相关研究十分匮乏。因此，今后的研究工作需要对阴离子干扰进行系统地观察和探索。

2 U(VI)吸附材料

2.1 纳米复合材料

2.1.1 碳点复合材料

碳点(CDs)是一种具有丰富官能团的纳米材料[25-27]。它通常与磁性材料、介孔材料制备成复合材料用于样品预处理领域。

2019年，Huang等[28]通过水热法制备了磁性聚乙烯亚胺功能化CDs/MnFe2O4(PECDs/MnFe2O4)纳米复合材料。该材料结合了CDs的荧光特性、聚乙烯亚胺的吸附能力和MnFe2O4的磁分离性能，在分离水溶液中U(VI)时展现了优异的特性。同时，动力学和热力学测试结果表明U(VI)的吸附过程由吸热和自发的多层吸附主导。最后，他们提出U(VI)与PECDs/MnFe2O4上丰富的官能团之间的阳离子交换作用引起了U(VI)吸附增强。

此外，Wang等[29]将制备的CDs引入到氨基功能化的有序介孔二氧化硅(SBA-NH2)上得到CDs/SBA-NH2纳米复合材料用于U(VI)吸附和原位吸附监测。研究发现，CDs/SBA-NH2纳米复合材料保留了介孔二氧化硅的高比表面积以及CDs的荧光特性。与SBA-NH2相比，CDs/SBA-NH2纳米复合材料对U(VI)的吸附能力和选择性都有极大提升。同时，还发现CDs/SBA-NH2纳米复合材料的荧光强度随着U(VI)吸附量的增加而降低，这表明CDs/SBA-NH2纳米复合材料可用于实时监测吸附行为。此外，CDs/SBA-NH2纳米复合材料对金属离子的吸附选择性与CDs的选择性荧光响应非常吻合，这说明CDs基复合材料对金属离子吸附选择性可以通过测试CDs对金属离子的荧光响应性进行预测。

2.1.2 碳纳米管材料

碳纳米管(CNT)具有大比表面积、性能稳定、低质量密度和丰富的表面官能团等优异的物理化学性质。自1991年CNT被发现后，在材料科学研究领域中与CNT有关的材料开发就一直是热门的研究方向。因此，目前有很多课题组在开发基于CNT的复合材料用于U(VI)的吸附。

Zhuang等[30]制备了一种聚胺肟功能化碳纳米管(PAO@CNT)，并将其用于水溶液中U(VI)吸附。研究发现，丰富的胺肟官能团赋予了PAO@CNT高效的U(VI)吸附能力。同时，X射线光电子能谱分析(XPS)和傅里叶变换红外光谱(FT-IR)也证实了胺肟官能团在吸附过程中发挥着重要作用。

Mishra等[31]将CNT进行磷酸三丁酯(TBP)功能化，制备了一种TBP接枝的CNT(CNT-TBP)。FT-IR和XPS表征证实了CNT-TBP对U(VI)的吸附是由含氧磷酸三丁酯基团的表面络合作用实现的。同时，CNT-TBP高出CNT两倍以上的吸附能力进一步证明了TBP在U(VI)吸附过程中的重要作用。

2.1.3 氧化石墨烯材料

氧化石墨烯(GOs)可以通过石墨粉的化学剥离制备得到。GOs具有灵活的二维结构、大比表面积、低质量密度和高电导率等特点，为金属离子吸附提供了可能。同时，GO包含的丰富含氧官能团也为捕获金属离子提供了基础。

Cai等[32]报道了使用磷酸化GO-壳聚糖复合材料(GO-CS-P)进行吸附U(VI)的研究工作。FT-IR、X射线吸收光谱(XAS)和XPS实验证实U(VI)的吸附主要由U(VI)与GO-CS-P复合材料表面的羟基、羧基和磷酸酯基团的络合实现的。此外，通过包含Cs(I)、Sr (II)、Co(II)、Cd(II)、La(III)、Eu(III)和Yb(III)的混合物溶液证实GO-CS-P对U(VI)具有高吸附选择性。

Yang等[33]通过GO表面的羧基与UiO-66上锆离子之间的配位设计了GO-COOH/UiO-66复合材料，并通过透射电子显微镜(TEM)、X射线衍射(XRD)和FT-IR证实了GO-COOH/UiO-66的成功制备。研究结果表明，在合适的pH环境下GO-COOH/UiO-66对水溶液和人工海水中的U(VI)均表现出较强的吸附能力。同时，该吸附过程符合Langmuir等温线模型和准二级速率方程。此外，GO-COOH/UiO-66在水溶液中进行吸附-解吸U(VI)实验表现出了良好的稳定性。

2.2 有机材料

2.2.1 多孔碳基材料

活性炭和生物炭等多孔碳基材料可以由任何含碳物质碳化制成。由于多孔碳基材料价格低廉、物理性质优异，非常适用于吸附有机/无机污染物。迄今为止，已经有许多关于多孔碳基材料用于U(VI)吸附的报道。

Song等[34]采用两步接枝法将5-氮杂胞嘧啶锚定在水热碳(HTC)微球上，制备了一种U(VI)固相萃取材料。研究发现，吸附过程在30 min内达到平衡，并遵循准二级速率方程。同时，U(VI)吸附量随着温度升高而增加。通过模拟核工业废水的批量实验结果显示，该吸附材料对U(VI)具有高吸附容量和选择性，可以用于选择性吸附U(VI)。

Wang等[35]通过水热碳化、煅烧、胺化和水杨醛接枝制备了水杨烯亚胺功能化的HTC (HTC-Sal)用于U(VI)去除。通过改变溶液的pH值、吸附材料用量、吸附时间、初始金属浓度、温度和离子强度等条件研究了吸附材料对U(VI)的吸附行为。模拟核工业废水的吸附实验结果表明，该吸附材料对U(VI)具有高选择性，可以从含有Cs(I)、Sr(II)、Ba(II)、Mn(II)、Co(II)、Ni(II)、Zn(II)、La(III)、Ce(III)、Nd(III)、Sm(III)和Gd(III)的水溶液中分离出U(VI)。此外，他们提出HTC-Sal对U(VI)吸附作用是由HTC-Sal上的N与O原子和U(VI)之间的络合过程所引起的。

2.2.2 纤维素和壳聚糖基材料

具有良好的安全性、优异的生物相容性和环境友好性的纤维素、壳聚糖及其衍生物已成为金属离子吸附领域的热门材料。然而，纤维素和壳聚糖上缺乏足够的官能团,造成使用过程中存在一些局限性，因此，需要对纤维素和壳聚糖进行合理的修饰改性以满足实际需求。

Wang等[36]将聚丙烯腈(PAN)接枝到纤维素上并进行酰胺肟改性，制备了酰胺肟化纤维素。研究发现，酰胺肟化纤维素的最大吸附容量为52.88 mg·g-1(pH= 5.0)，并且其静态吸附过程与Langmuir模型和准二级动力学非常吻合。此外，铀酰络合物与酰胺化纤维素之间的螯合作用是该吸附过程的主要影响因素。进一步将制备的纤维制成非织造膜进行动态吸附实验，实验发现穿透曲线与剂量响应模型吻合良好。在pH为8.0时，酰胺肟化纤维素膜在过滤10.0 L模拟海水后表现出1.22 mg·g-1的吸附容量，证明酰胺肟化纤维素是一种从海水中提取U(VI)的高效工程材料。

2014年，Gao等[37]采用3个步骤制备了一种磁性羧甲基纤维素(CMC-COOH/Fe3O4)用于U(VI)吸附。首先，通过剧烈搅拌使羧甲基纤维素(CMC)和Fe2+之间发生络合。然后，将pH值调节至11诱导CMC-Fe2+发生沉淀生成CMC-Fe(OH)2。最后，将CMC-Fe(OH)2氧化成CMC-COOH/Fe3O4。研究发现，当目标溶液含有二价(例如Fe(II)、Co(II)、Pb(II)、Cu(II)和Zn(II))甚至三价离子(例如La(III)和Al(III))时，CMC-COOH/Fe3O4通过离子交换实现了U(VI)吸附，同时也证明CMC-COOH/Fe3O4对U(VI)具有较好的选择性。

Sureshkumar等[38]采用固化法制备了壳聚糖-三聚磷酸盐(CTPP)珠粒用于水溶液中U(VI)的吸附。研究发现，三磷酸上的磷酸基团增强了CTPP对U(VI)的吸附能力。通过吸附后FT-IR中-P=O伸缩振动峰的降低也进一步证实U(VI)吸附机理。

2.2.3 树脂和聚合物材料

树脂和聚合物具有良好的选择性、快速的动力学特征、低廉的成本和易于制备等特点，因此，目前许多课题组在进行基于树脂和合成聚合物的U(VI)吸附材料开发。

2010年，Sun等[39]利用胃蛋白酶水解胶原纤维，并以恶唑烷作为交联剂在胶原和单宁之间进行交联反应制备得到胶原单宁树脂(CTR)用于U(VI)的吸附。实验证实，CTR对U(VI)的吸附是通过螯合作用引起的。

2017年，Liu等[40]制备了2-吡啶甲基胺官能化的聚苯乙烯-马来酸酐共聚物树脂。为了得到最优的吸附U(VI)效果，他们对pH值、时间、温度和初始U(VI)浓度等影响条件进行优化。研究发现，当pH为5.30 (298 K)时，该材料对U(VI)的最大吸附容量为518.39 mg·g-1。同时，在0.01 mol·L-1的共存离子环境中可以实现U(VI)的吸附。此外，该树脂可以通过0.1 mol·L-1HNO3再生并循环使用。

2.3 无机材料

2.3.1 介孔二氧化硅材料

介孔二氧化硅可定义为孔径为2～50 nm的多孔硅基材料。因为这些材料具有较大的比表面积和孔体积以及高密度硅烷醇作为吸附位点，所以它们对金属离子具有高亲和力。同时，较高的水热稳定性、强机械阻力和易于功能化等特点也为介孔二氧化硅的多种应用提供了可能。

2017年，Xue等[41]用γ-氨基丙基三乙氧基硅烷和磷酸三丁酯对介孔二氧化硅进行改性，制备了磷酰基功能化介孔二氧化硅(TBP-SBA-15)。通过SEM、TEM、小角X射线衍射(SAXRD)、热重/差热分析仪(TG/DTA)、N2吸附-解吸(BET)表征和FT-IR对TBP-SBA-15进行表征。结果表明TBP-SBA-15具有大的表面积和有序的通道结构，这将有利于吸附作用发生。吸附时间、吸附材料用量、溶液pH值、初始U(VI)浓度和温度对U(VI)吸附行为的实验结果表明，TBP-SBA-15在较宽的pH值范围内显示出较高的U(VI)吸附能力。

Zhao等[42]报道了一种胺肟功能化磁性介孔二氧化硅(MMS-AO)材料用于U(VI)吸附。研究发现，MMS-AO是通过源于氨基氮/肟氧上的孤对电子与U(VI)之间的螯合作用形成稳定的五元环结构实现U(VI)的吸附。基于稳定的螯合结构，MMS-AO在Zn(II)、Co(II)、Ni(II)、Cr(II)、Eu(III)、Ce(II)和Pb(II)等共存金属离子存在下表现出对U(VI)的选择性吸附。

2.3.2 层状双氢氧化物材料

层状双氢氧化物(LDH)由金属阳离子(即二价/三价)和高活性的层间阴离子组成。LDH具有高稳定性、高比表面积、丰富的反应位点和交换容量，因此，它们能够用于金属离子的吸附。

Zou等[43]制备了一种甘油修饰的二元LDH(即Ni/Al或Ca/Al LDH-Gl)用于U(VI)的吸附。研究发现，Ca/Al LDH-Gl比Ni/Al LDH-Gl具有更高的U(VI)吸附能力，这是由Ca/Al LDH-Gl中含有大量高活性的含氧官能团所引起的。此外，根据X射线吸收精细结构谱(EXAFS)表征结果和密度泛函理论(DFT)计算可知，LDH-Gl对U(VI)的吸附是由静电引力和表面络合引起的。

Wang等[44]将苯甲酰胺肟(BAO)引入MgAl-LDH中间层，组装成MgAl-BAO-LDH(缩写为BAO-LDH)复合材料。实验发现，BAO-LDH对U(VI)具有较高的选择性，最大吸附容量为327 mg·g-1。在较低的U(VI)浓度(5～10 ppm)下，当pH为3～11时BAO-LDH几乎可以完全吸附U(VI)。在较高的U(VI)浓度(110 ppm)下，当pH为6～8时BAO-LDH对U(VI)的去除率在93.0%。对于含有微量U(VI)(3.93 ppb)和高浓度竞争离子共存的天然海水，BAO-LDH表现出87%的U(VI)去除率。上述结果表明，BAO-LDH是一种具有开发前景的吸附材料，有望用于海水中U(VI)提取和核废水处理。

2.4 金属有机骨架材料

金属有机骨架材料(MOF)也称为多孔配位聚合物，是由中心金属和有机配体通过配位键组成的结晶多孔材料[45]。MOF具有较大的表面积、可调的孔径等特点，因此，成为21世纪研究最广泛的热门材料。MOF的结构表现出大范围的有序性，这是由其本身的晶体学特征决定的，因此，研究MOF的构效关系对于筛选所需应用的MOF是十分必要的。近期的研究表明，在保持MOF整体结构的前提下，通过延长有机链长度可以实现MOF的孔径和通道结构的调节。此外，MOF与其他材料的杂化复合可以充分利用不同组分的优点或协同作用表现出更高的性能。上述特性使基于MOF的吸附材料的开发成为热门研究方向。通常来说，MOF作为吸附材料具有以下特点：足够大的孔隙；尽可能多的活性吸附位点；在吸附和解吸过程中具有较高的稳定性。

近年来，基于MOF开发的吸附材料受到越来越多的关注，已有文献报道了MOF材料在U(VI)吸附领域的应用[33,46-55]。表2是最近报道的基于MOF材料用于U(VI)吸附的相关文献总结。Decker等[46]使用硝酸铬和对苯二甲酸作为前体通过水热法制备得到了MIL-101(Cr)。之后，通过MIL-101(Cr)的后修饰制备了氨基甲酰基甲基氧化磷接枝的MOF[CMPO@MIL-101(Cr)]。与其他镧系元素相比，所制备的吸附材料在CMPO锚定后对U(VI)具有非常高的选择性。此外，该材料在5个再生循环实验中吸附容量保持不变，说明具有较高的稳定性。

表2 基于MOF材料用于U(VI)吸附的相关文献

Li等[47]制备了一种羧基功能化MOF用于U(VI)的吸附。具体而言，使用硝酸铬和2-氨基对苯二甲酸作为前体水热法制备了MOF-1。随后，用硝酸叔丁酯和叠氮化三甲基甲硅烷基改性MOF-1制备得到了MOF-2。最后，使用2-丙炔酸、乙酸铜和抗坏血酸钠通过点击反应制备得到了MOF-3。DFT计算证实MOF-3对U(VI)的吸附是羰基氧和U(VI)之间的强配位所引起的。研究发现，MOF-3对U(VI)的吸附容量高达314 mg·g-1。同时，MOF-3的高选择性和易分离等特性证明它们在核工业或放射性水处理的实际应用中具有巨大的潜力。

2.5 其他材料

用于水溶液中U(VI)分离的吸附材料种类繁多，除了上述提及的四大类材料外，最近也有课题组报道使用生物材料、改性的天然材料等用于水溶液中U(VI)分离。

2.5.1 生物材料

生物吸附是处理低浓度U(VI)废水的一种有效且经济的方法。2019年，Zhang等[56]系统地研究了改性水稻茎对U(VI)的吸附特性。在初始pH为4.0、吸收剂用量为5～8 g·L-1、温度为298 K条件下，经过 0.5 mol·L-1NaOH 溶液处理的稻茎比未改性的稻茎显示出更好的U(VI)吸附效果。同时，随着初始U(VI)浓度的增加，U(VI)的吸附率降低。Langmuir等温线模型表明吸附过程主要是单层吸附。动力学分析表明，改性稻茎对U(VI)的吸附主要受表面吸附控制。准二级动力学模型的相关系数为R2=0.999 2，比其他动力学模型更适合吸附过程。热力学参数ΔG0、ΔH0和ΔS0表明U(VI)的吸附是一个吸热和自发过程，可以通过升高温度促进U(VI)的吸附。

2.5.2 羟基磷灰石材料

羟基磷灰石(HAP)是一种高效的U(VI)吸附材料，其形貌和结构会影响吸附效果。Xiong等[57]为了获得形态和结构更好的HAP，分别用魔芋胶、黄原胶和壳聚糖为模板，采用冷冻干燥-煅烧法制备了HAP气凝胶。相比之下，以魔芋胶为模板制备的HAP气凝胶(K-HAP)具有更好的孔隙结构和颗粒分布，为吸附废水中的U(VI)提供了更多的吸附位点。K-HAP对U(VI)的吸附效率和吸附容量分别为99.2 %和2 070.3 mg·g-1。研究发现，U(VI)在HAP气凝胶上的固定化是由于形成了Ca(UO2)2(PO4)2·3H2O所引起的。同时，K-HAP显著的吸附性能有望在未来用于实际处理含U(VI)的废水。

2.5.3 金属残渣材料

赤泥是铝生产过程中产生的废渣，它具有孔隙结构、比表面积大、化学成分特殊等特点。赤泥中氧化铝和氧化铁的含量很高，所以它与U(VI)或其他重金属离子具有良好的亲和力，这意味着它具有良好的吸附金属离子的能力[58]。许多研究表明，赤泥可以实现对金属离子(例如Cu(II)、Ni(II)、Pb(II)和Th(IV))的吸附。Wu等[9]通过对原赤泥进行改性，制备了3种U(VI)吸附材料，分别是硝酸脱碱赤泥(DRM)、硝酸铝改性赤泥(ARM)和硝酸铁改性赤泥(FRM)。研究发现，DRM、ARM和FRM对U(VI)的最佳吸附效率分别为74.50 %、95.56 %和98.75 %。其中，FRM对U(VI)的吸附过程中是化学吸附主导的，而ARM和DRM的吸附过程是物理吸附主导。DRM和ARM均在10 min时达到其最大吸附容量，而FRM则需要30 min才能达到最大吸附容量。此外，FRM对碳酸盐和钙具有更强的抗干扰能力。最后，他们提出这些改性赤泥的优异吸附能力主要是由于赤泥的活性成分和官能团增强了离子交换、共沉淀和静电引力所引起的。

2019年，Chen等[59]以钢渣为原料，采用酸改性法制备了一种U(VI)吸附材料。采用静态吸附法分析了改性钢渣对U(VI)的吸附性能。结果表明，在最佳条件下改性钢渣对U(VI)的吸附效率为98.5%。此外，他们还通过扫描电镜能谱分析技术(SEM-EDS)、BET、FT-IR、电感耦合等离子体发射光谱(ICP-OES)对改性前后的钢渣进行表征，发现改性钢渣上氢氧化物和BET的显著增加有利于铀在改性钢渣上的吸附。