章 奇，居 琪，李健欣，曹馳程，江和龍，張 暉

(1：東南大學公共衛(wèi)生學院，環(huán)境科學工程教育部重點實驗室，南京 210009)

(2：南京林業(yè)大學生物與環(huán)境學院，江蘇省環(huán)境工程重點實驗室，南京 210037)

(3：中國科學院南京地理與湖泊研究所，湖泊與環(huán)境國家重點實驗室，南京 210008)

近年來全球淡水湖泊富營養(yǎng)化加劇，浮游藻類和水生植物過度生長，引起廣泛關(guān)注[1]. 藻類和植物的生長、衰亡、裂解等過程會釋放大量的自生源可溶有機質(zhì)(DOM)進入湖泊水體，造成背景濃度顯著升高[2]. DOM的結(jié)構(gòu)復雜，富含蛋白質(zhì)、腐殖質(zhì)和多糖等親水、疏水物質(zhì)，這些組分內(nèi)部的化學基團賦予DOM很強的生物、化學活性[3]. 其中，化學吸附是影響DOM濃度、組成及結(jié)構(gòu)的重要環(huán)境行為之一[4].

DOM在沉積物界面的吸附行為不僅是影響湖泊碳庫的關(guān)鍵因素，而且也可改變沉積物的有機組成，從而影響無機、有機污染物的生物地球化學循環(huán)[5-6]. 針鐵礦是沉積物中普遍存在的一種較穩(wěn)定的鐵氧化礦物，由進入湖區(qū)沉積物上層的鐵質(zhì)溶解，在氧化條件下形成三價態(tài)，并與氧、氫氧根離子結(jié)合形成，在太湖、滇池等富營養(yǎng)化湖泊中分布廣泛[7-8]. 同時，因其比表面積較高，反應活性較強，針鐵礦對DOM及有機污染物等具有很強的吸附潛力[6]. DOM中不同分子對礦物的親和力不同，因此與礦物接觸時親和力較高的分子通常優(yōu)先被吸附，而親和力較弱的分子仍留在水相中，從而造成非均質(zhì)吸附. 據(jù)文獻報道[9-10]，富含芳香族、羧基以及疏水物質(zhì)的DOM對鐵鋁氧化物的親和力很強；也有研究表明針鐵礦對胡敏酸中大分子組分的吸附能力較強[11]，而DOM中氧基含量低(醇和醚)的小分子組分不易被氫氧化鐵吸附[10]. 然而，目前針鐵礦對自生源DOM的吸附研究很少. 與腐殖質(zhì)相比，藻源DOM(ADOM)和草源DOM(MDOM)相對新鮮，富含類蛋白物質(zhì)，腐殖度很低，因此它們與針鐵礦的相互作用可能不同于以往的腐殖質(zhì)研究. 特別是，隨著藍藻水華暴發(fā)和水生植物過度生長加劇，ADOM和MDOM已成為湖泊碳庫的重要來源，有必要深入研究它們在泥水界面的吸附行為.

三維熒光光譜法(EEM)是一種快速、靈敏、無損地分析DOM組成和結(jié)構(gòu)變化的常用方法[12-14]. 不過由于DOM的EEM圖譜復雜，不同熒光物質(zhì)的熒光峰可能重疊，導致后續(xù)分析困難. 近年來，EEM結(jié)合平行因子分析(EEM-PARAFAC)可從多個EEM數(shù)據(jù)集中提取最小殘差的獨立熒光組分，有利于跟蹤分析不同DOM組分的環(huán)境行為[3,15]，也為研究DOM組分在針鐵礦表面的吸附分離特征提供了契機. 本研究選取太湖藻型湖區(qū)的銅綠微囊藻(Microcystisaeruginosa)和草型湖區(qū)的馬來眼子菜(Potamogetonmalaianus)作為代表，通過批量實驗考察針鐵礦對ADOM和MDOM的吸附行為，運用吸附動力學和吸附等溫線模型分析DOM的吸附過程，并結(jié)合EEM-PARAFAC解析不同DOM組分的非均質(zhì)吸附特征，為理解富營養(yǎng)化湖泊中自生源DOM與沉積物礦物的相互作用及對污染物遷移轉(zhuǎn)化的影響特征提供理論依據(jù).

1 材料和方法

1.1 針鐵礦和DOM的制備

以Fe(NO3)3和NaOH為原料，按堿性法制備針鐵礦[16]. 該方法制備的針鐵礦顆粒尺寸大于天然針鐵礦[17]. 經(jīng)X射線衍射和紅外光譜鑒定，合成產(chǎn)物主要為α-FeOOH. 經(jīng)N2吸附BET法測定針鐵礦的表面積為45.08 m2/g(ASAP 2020, Micromeritics, USA).

于2017年8月在太湖梅梁灣和胥口灣分別采集銅綠微囊藻漿和馬來眼子菜作為浮游藻類和水生植物樣本. 采集后去除雜質(zhì)，經(jīng)凍干、研磨后，添加5 g樣本到含有1 L Milli-Q水的無機玻璃瓶中，于室溫下避光振蕩[14]. 經(jīng)5天后，DOM釋放量達到峰值時，離心、過濾(0.7 μm玻璃纖維濾膜，預燒)上清液，將濾液置于4℃條件下透析以去除無機鹽和小分子有機物. 透析袋孔徑為3500 D[18]，透析時間為24 h，重復3次. 經(jīng)測定，透析過程中ADOM和MDOM的DOC濃度損失分別為15%和11%. 最終，將得到的2種DOM溶液凍存?zhèn)溆?

1.2 吸附動力學和等溫線

分別取30 mL的ADOM和MDOM溶液(DOC濃度為30 mg/L)置于一系列50 mL無機玻璃管中，同時添加1.30 g/L針鐵礦、0.01 mol/L NaCl及100 mg/L NaN3(微生物抑制劑)，用HCl和NaOH調(diào)節(jié)pH值為7.0±0.2. 用聚四氟乙烯塞封口后，在25℃條件下避光振蕩(120 r/min). 分別于第0.25、0.5、1、2、4、6、12、24 h取出樣品，離心、過濾(0.45 μm玻璃纖維濾膜)上清液，測定濾液的DOC濃度.

在相同實驗條件下，以針鐵礦濃度為1.30 g/L，DOC濃度為0～70 mg/L，開展針鐵礦對ADOM和MDOM的吸附等溫線研究. 依據(jù)動力學實驗結(jié)果設(shè)定平衡時間為8 h，待吸附平衡后取出樣品，離心、過濾上清液，測定最終濾液的DOC濃度和EEM光譜. 以DOC濃度為零作為對照組. 另外，收集離心管中殘留的針鐵礦樣品，測定紅外光譜. 本研究中實驗均設(shè)置3個平行樣，取平均值.

1.3 分析方法

DOC濃度通過總有機碳分析儀檢測不可吹脫有機碳(TOC-Vcph，島津)測得. DOM吸收光譜由UV-Vis光譜儀(UV-2550，島津)測定，檢測單元長度1 cm，波長范圍200～800 nm，間隔1 nm，狹縫寬度1 nm，掃描速度210 nm/min. 根據(jù)254 nm處的吸收值和DOC濃度計算SUVA254[19]. 運用指數(shù)函數(shù)對275～295和350～400 nm的吸收光譜進行非線性擬合得到S275-295和S350-400，計算兩者的比值為SR[19]. EEM光譜通過熒光光譜儀(F-7000，日立)測定，燈源為700 V氙燈，掃描發(fā)射波長250～550 nm，間隔1 nm，掃描激發(fā)波長200～450 nm，間隔5 nm，掃描速度2400 nm/min，激發(fā)和發(fā)射狹縫帶寬均為5 nm，以Milli-Q水作為空白參比. 采用MATLAB的drEEM工具箱對EEM光譜依次進行水拉曼散射峰校正、內(nèi)濾效應校正及瑞利散射效應校正，并將校正后的熒光強度標準化為Raman Unit 275 nm(RU275)消除燈源的日常誤差[20]. 通過計算激發(fā)波長為254 nm，發(fā)射掃描區(qū)域分別為435～480和300～345 nm的熒光強度比值獲得腐殖度指數(shù)(HIX)[19]. 將吸附前后的針鐵礦樣品凍干、混勻，通過Smart iTR ATR Nicolet iS 10 FTIR光譜儀(Thermo Nicolet, USA)采集紅外光譜，掃描波長4000～650 cm-1，掃描次數(shù)64次，分辨率4 cm-1. 使用Nicolet OMNIC軟件(Thermo, USA)對采集的紅外光譜進行平滑處理和基線校正，并轉(zhuǎn)換成吸光度.

1.4 數(shù)值分析

1.4.1 EEM-PARAFAC分析 PARAFAC分析是通過交替最小二乘法把所有樣品的EEM數(shù)據(jù)矩陣分解成3個線性項和1個殘留數(shù)組，進而分離出數(shù)學和化學獨立的組分(每個組分代表單獨或強烈共變化的熒光團)[20]. 矩陣公式為：

(1)

式中，i=1、2、…、I;j= 1、2、…、J;k= 1、2、…、K；f為某個熒光組分；F為熒光組分總數(shù)目；e為殘差. 用drEEM工具箱對EEM進行運算，并用殘差分布和“S4T6C3”算法驗證模型有效性. 設(shè)定每個熒光組分的最大熒光強度(Fmax)與其濃度呈固定比例.

1.4.2 吸附動力學模型 采用偽一級動力學模型擬合吸附過程，該模型已廣泛用于考察無機礦物固相界面的吸附行為[21]，公式為:

Qt=Qe(1-e-kt·t)

(2)

式中，Qt為t(h)時針鐵礦對DOM的吸附量(mg/g)，Qe為平衡時針鐵礦對DOM的吸附量(mg/g)，kt為偽一級動力學常數(shù)(h-1).

1.4.3 吸附等溫線模型 分別采用Langmuir和Freundlich模型擬合吸附等溫線，其中前者適于描述勻質(zhì)表面的吸附數(shù)據(jù)，而后者適于表征非勻質(zhì)表面的吸附行為[22-23]. Langmuir和Freundlich模型如式(3)和式(4)所示：

(3)

(4)

式中，Qe為平衡濃度為Ce(mg/L)時針鐵礦對DOM的吸附量(mg/g)，Qmax為飽和吸附量(mg/g)，KL為與吸附力有關(guān)的Langmuir吸附平衡常數(shù)(L/mg)，Kf為Freundlich吸附平衡常數(shù)((mg/g)/(mg/L)N)，N為非線性系數(shù).

2 結(jié)果與討論

2.1 DOM表征

2種DOM的UV-Vis光譜如圖1a所示，隨波長增加，DOM的吸光度逐漸降低. MDOM的吸光度高于ADOM，表明含有更多的芳香物質(zhì)和官能團. 與此一致，ADOM的SUVA254顯著低于MDOM(表1). 通常SUVA254< 3 L/(mg·m)說明254 nm處主要為無吸收的脂肪族物質(zhì)，但也可能存在一定的芳香性結(jié)構(gòu)，而>3 L/(mg·m)則意味著具有相當含量的芳香疏水物質(zhì)[19].SR值一般與DOM平均分子量呈反比，故ADOM的平均分子量較高，這可能與藻體釋放的生物大分子有關(guān). 如圖1b和1c所示，2種DOM的EEM圖譜中主要熒光峰的發(fā)射波長均小于380 nm，與羥基、氨基等官能團相關(guān). 據(jù)文獻報道[3]，類腐殖熒光團的發(fā)射波長往往大于380 nm，而小于380 nm的熒光團主要為類蛋白物質(zhì). MDOM的HIX值高于ADOM，這與前人研究發(fā)現(xiàn)藻型湖區(qū)沉積物DOM中類蛋白物質(zhì)含量高于草型湖區(qū)沉積物DOM的報道一致[24].

圖1 ADOM和MDOM的光譜圖：(a)UV-Vis光譜，(b)和(c)EEM光譜

表1 ADOM和MDOM的光譜特征

運用EEM-PARAFAC分析共得到4個熒光組分，經(jīng)半檢驗分析證實該模型有效(圖2). 參考前人研究基于熒光峰的位置識別熒光組分[15,25]，組分C1在Ex 240, 260/ Em 440 nm處存在兩個熒光峰，可歸為類富里酸組分. 組分C2分別在Ex 230, 265/Em 302 nm處中存在熒光峰，與類蛋白物質(zhì)中的類酪氨酸組分相似. 組分C3的兩個熒光峰分別位于Ex 230, 275/Em 332 nm，可歸為類色氨酸物質(zhì). 組分C4的熒光峰位于Ex 280, 360/Em 448 nm，與類胡敏酸物質(zhì)的熒光特征相似. 這4個熒光組分均已在太湖水體中檢出[2]，說明浮游藻類和水生植物是DOM的重要來源. 根據(jù)各個組分的Fmax值，發(fā)現(xiàn)類蛋白組分(C2和C3)是ADOM和MDOM的主要熒光物質(zhì)，分別占總熒光組分的93%和70%，而類腐殖質(zhì)物質(zhì)，尤其是長發(fā)射波長的類腐殖質(zhì)組分的含量很低. 與陸源輸入為主的河流、污水及土壤DOM等相比[25-27]，藻源和草源DOM相對新鮮，類蛋白含量高，腐殖度低. 這些特有的組分特征可能導致它們與針鐵礦的吸附作用區(qū)別于典型陸源DOM的研究.

圖2 PARAFAC組分的EEM光譜

2.2 DOM吸附動力學

如圖3a所示，隨時間推移，針鐵礦對2種DOM的吸附量先快速升高，而后逐漸平衡，表觀吸附平衡時間為8 h，與前人報道相近[11]. 初期的快吸附階段主要為表面吸附，受DOM濃度和針鐵礦固相活性位點的雙重影響，而慢平衡階段則因有效吸附位點被逐漸占據(jù)而趨于平衡. 采用偽一級動力學方程較好地擬合了針鐵礦對ADOM和MDOM的吸附過程(R2= 0.96)(表2). ADOM的Kt值和Qe值均高于MDOM，表明針鐵礦不僅對ADOM的吸附速率快，且平衡吸附量也較高. 雖然ADOM和MDOM都是自生源DOM，但其組分結(jié)構(gòu)不同，故對針鐵礦的吸附親和力也不同.

表2 針鐵礦對ADOM和MDOM的吸附動力學和吸附等溫線擬合結(jié)果

2.3 DOM吸附等溫線

不同初始濃度下2種DOM的平衡吸附量如圖3b所示. 隨著初始濃度增加，平衡吸附量先劇烈升高，然后逐漸趨于飽和. 該過程說明DOM極易被針鐵礦吸附，但吸附能力有限. Langmuir等溫線模型擬合性較好(R2≥ 0.92)，其中ADOM的Qmax較高，KL值較低，表明其對針鐵礦的親和力高于MDOM，這與吸附動力學結(jié)果一致. 同時，F(xiàn)reundlich等溫線模型也較好地擬合了吸附過程(R2≥ 0.91). 與Langmuir相比，F(xiàn)reundlich模型更適于描述非勻質(zhì)表面的吸附數(shù)據(jù)，且N< 1，這是由于針鐵礦表面的吸附位點不均勻以及DOM的組成復雜，導致吸附非線性很強. 通常DOM在介質(zhì)上的吸附過程均呈非線性，且分子量大、疏水性強的DOM含有更多的共軛雙鍵，疏水作用和范德華力的吸引點位增多，從而更易被吸附[22]. 本研究中，針鐵礦對平均分子量較高、芳香度較低的ADOM的吸附量高于MDOM，這雖與前人研究發(fā)現(xiàn)胡敏酸中高摩爾質(zhì)量、低芳香度的組分優(yōu)先被針鐵礦吸附的報道一致[11]，但ADOM中類胡敏酸和類富里酸組分含量遠低于MDOM，說明類腐殖組分并非吸附量的決定性因素，可能更應歸因于DOM中其他組分的差異. 不同DOM組分的固有組成和結(jié)構(gòu)使其在介質(zhì)表面的吸附機制不同. 據(jù)報道，蛋白質(zhì)和核酸分子主要依靠電子作用力吸附到針鐵礦表面[28]，而蛋白質(zhì)分子末端的磷酸基也可通過配位基交換與鐵礦物表面形成磷鐵鍵[17]. 此外，含硫的氨基酸(如半胱氨酸)也能與鐵氧化物發(fā)生強烈相互作用[29]. 因此，2種DOM中較為豐富的類蛋白組分可能是造成針鐵礦對其吸附量差異的主要原因.

圖3 針鐵礦對ADOM和MDOM的吸附動力學(a)和吸附等溫線(b)

2.4 PARAFAC組分的吸附

進一步分析吸附過程中DOM結(jié)構(gòu)及PARAFAC組分的變化. 經(jīng)針鐵礦吸附后，2種DOM中類蛋白組分C2、C3的相比比例顯著下降，而類腐殖酸組分C1、C4的相對比例明顯升高(圖4a). DOM濃度和類蛋白組分的同步降低表明針鐵礦吸附了DOM中大量的類色氨酸和類酪氨酸組分，而對類富里酸和類胡敏酸組分的吸附量有限，從而C1、C4的相對比例顯著升高. 與此一致，殘留DOM的SUVA254和SR均顯著高于原始DOM，證實芳香度較高、平均分子量較低的DOM組分保留在液相中(圖4b). 進一步擬合PARAFAC組分的吸附等溫線，發(fā)現(xiàn)2種DOM中C2、C3的Kf值均顯著高于C1和C4，證實了針鐵礦對類蛋白組分的吸附量高于類腐殖組分(表3). 不過，由于ADOM和MDOM中類腐殖組分的初始含量遠低于類蛋白組分，故兩種組分的吸附量差異并非完全由吸附親和力決定，也與初始濃度密切有關(guān). 根據(jù)吸附等溫線，在一定濃度范圍內(nèi)，吸附質(zhì)的吸附量與其初始濃度呈正比. 前人研究大多采用標準腐殖質(zhì)或以腐殖質(zhì)為主要成分的DOM，吸附過程由腐殖質(zhì)主導[9, 11]. 然而，在以蛋白質(zhì)、多糖和脂類為主要成分的微生物胞外聚合物研究中發(fā)現(xiàn)蛋白質(zhì)在針鐵礦吸附過程中占主要作用，特別是含有芳香性氨基酸的蛋白質(zhì)分子更易被吸附[17]. 本研究中自生源DOM的主要熒光組成(C2、C3)均為類芳香族氨基酸組分(類酪氨酸和類色氨酸)，所以呈現(xiàn)出較強的吸附特征. 此外，與類蛋白物質(zhì)相比，C1、C4的N值更接近于1，說明類腐殖物質(zhì)在針鐵礦上的吸附近似線性. 這可能是由于類蛋白物質(zhì)受吸附點位限制效應影響較大，在負荷較低時更易被針鐵礦吸附，所以吸附呈非線性[30]. 被吸附DOM中類蛋白組分和類腐殖組分的比值(C2+C3)/(C1+C4)變化也證實了這一趨勢[15]. 如圖4c所示，隨吸附量升高，被吸附DOM部分的(C2+C3)/(C1+C4)顯著降低. 這表明吸附初期針鐵礦表面有效位點較多，類蛋白物質(zhì)幾乎完全被吸附到針鐵礦表面，而隨著針鐵礦表面被越來越多的DOM分子覆蓋，受吸附點位(如配位基團)限制效應影響，類蛋白物質(zhì)的吸附程度逐漸下降.

圖4 吸附前后ADOM和MDOM中4個PARAFAC組分的相對比例(a)，吸附前后ADOM和MDOM的SUVA254和SR變化(b)，以及被吸附DOM中蛋白類組分與腐殖類組分的比值隨DOM吸附量的變化(c)

表3 針鐵礦吸附4個PARAFAC組分的Freundlich等溫線參數(shù)

C3的Kf值高于C2，而C2的N值比C3更接近于1，意味著類色氨酸物質(zhì)對針鐵礦的親和力高于類酪氨酸物質(zhì)，且吸附非線性更強. 通常，熒光光譜紅移表明DOM組分中具有更多的飽和凝聚結(jié)構(gòu)，分子質(zhì)量更高. C3的發(fā)射波長長于C2，即類色氨酸組分具有較大的分子量和較高的結(jié)構(gòu)縮合度. 前人采用尺寸排阻色譜指出蛋白質(zhì)中的高摩爾質(zhì)量分子和磷酸大分子優(yōu)先被針鐵礦吸附[28]，而富有胺基和羧化物的復雜氨基酸對針鐵礦的親和力也通常高于結(jié)構(gòu)簡單的氨基酸[31]. 此外，針鐵礦對蛋白質(zhì)中的芳香氨基酸組分吸附能力強于非芳香組分[17]，而C3的芳香度較強，因此吸附量更高.

盡管2種DOM中C4的相對含量低于C1，但其Kf值仍較高，說明與類富里酸組分相比，類胡敏酸組分更易被針鐵礦吸附. 這種非均質(zhì)吸附特征與2種組分的分子量、基團差異及疏水性有關(guān). 胡敏酸結(jié)構(gòu)密實，平均分子質(zhì)量較大，含有更多與針鐵礦具有親和力的反應基團(如羧基等)[9]. 相較而言，富里酸分子尺寸較小，酸度較高[32]. 此外，C4的疏水性強于C1，更有利于通過疏水作用與針鐵礦相互作用. 不過，ADOM和MDOM中大量類蛋白物質(zhì)的競爭吸附也可能影響針鐵礦對類富里酸和類胡敏酸組分的吸附親和力[33]. 總體而言，針鐵礦對DOM的非均質(zhì)吸附與組分含量、分子質(zhì)量、芳香度、及表面有效位點密切相關(guān). 同時，這種非均質(zhì)吸附也意味著雖然DOM是一種由類蛋白物質(zhì)和類腐殖質(zhì)物質(zhì)通過弱離散力聚集的超分子組合體[33]，但一旦與針鐵礦接觸，這種超分子組合體極易解體，從而不同組分產(chǎn)生非線性吸附.

圖5 針鐵礦吸附DOM前后的紅外光譜

2.5 紅外光譜

針鐵礦吸附2種DOM前后的紅外光譜如圖5所示. 原始針鐵礦在1230和3094 cm-1波長處存在表面—OH的彎曲振動和伸縮振動特征峰，1373 cm-1處存在針鐵礦的特征峰(Fe-OH彎曲模態(tài))[34]. 而針鐵礦吸附DOM后，其紅光光譜發(fā)生明顯變化，證明針鐵礦吸附DOM屬于化學作用. 位于3094 cm-1的吸收峰強度降低，說明針鐵礦表面的—OH參與吸附過程. 1770 cm-1處的—COOH特征峰強度升高，表明羧基是吸附過程中重要官能團. 有文獻指出DOM中羧基和羥基之間的配位交換是礦物吸附的機制之一[35]. 1550 cm-1處的氨基II的N—H彎曲和C—N伸縮振動特征峰的強度均升高，證實吸附DOM后針鐵礦表面被蛋白類物質(zhì)覆蓋. 1373 cm-1處的特征峰消失，意味著DOM中的活性基團與針鐵礦發(fā)生配位交換作用. 以上結(jié)果表明氨基、羧基與表面活性基團(如羥基)的配位交換及絡合是ADOM和MDOM與針鐵礦結(jié)合的重要機制.

針鐵礦吸附DOM后其表面有機組分發(fā)生非均質(zhì)改變，影響其生物化學活性. 針鐵礦優(yōu)先吸附ADOM和MDOM中的類蛋白物質(zhì)，這可能是前人研究發(fā)現(xiàn)太湖沉積物DOM富含蛋白類組分的重要原因之一[26]. 通常，類蛋白物質(zhì)的生物活性高于類腐殖物質(zhì)[27]，因此針鐵礦吸附的大量蛋白類組分可為其表面附著的微生物提供碳源和能量，進而改變?nèi)郝浣Y(jié)構(gòu)和功能. 此外，DOM也可能影響針鐵礦對重金屬及有機污染物的吸附作用. 據(jù)文獻報道[36]，基于類蛋白物質(zhì)對新型有機污染物(特別是抗生素)具有很強的絡合作用，針鐵礦吸附DOM后其表面的有效吸附位點增加，從而污染物的鈍化作用增強. 但是，因存在無機離子的干擾可能性，分子光譜(尤其是吸收和熒光光譜)僅能夠提供針鐵礦與DOM相互作用的宏觀信息，具有一定的不確定性. 未來有必要采用更準確的手段(如高分辨率質(zhì)譜和同位素等)對ADOM和MDOM的吸附特征進一步探究. 總體而言，藍藻水華暴發(fā)和水生植物過量生長產(chǎn)生的自生源DOM可以覆蓋沉積物礦物表面，對湖泊沉積物的生物地球化學行為具有重要影響.

3 結(jié)論

1)ADOM和MDOM類蛋白組分含量均高于類腐殖組分，且ADOM中類蛋白質(zhì)組分含量更高.

2)針鐵礦對2種DOM的吸附過程符合偽一級動力學，其中類蛋白物質(zhì)含量更高的ADOM吸附速率更快；Langmuir和Freundlich吸附等溫線可表征吸附熱力學，且ADOM的飽和吸附量高于MDOM.

3)DOM中不同組分的吸附量與組分濃度和結(jié)構(gòu)有關(guān)，類蛋白物質(zhì)是針鐵礦吸附ADOM和MDOM過程中的優(yōu)勢組分，其中分子量較大、芳香度較高的類色氨酸組分的吸附量高于類酪氨酸組分.

4)DOM中氨基、羧基等官能團是與針鐵礦發(fā)生界面吸附反應的重要活性基團.