重金属污染对全球环境构成了严重威胁，尤其是在工业化进程加快和水资源短缺的背景下[1], [2], [3]。由于这些金属离子在传统废水处理系统中难以降解，Ni(II)、Zn(II)、Cu(II)和Cr(III)等重金属离子会在水体中持久存在并积累成为长期污染物。更重要的是，在工业废水中，这些金属离子容易与有机配体（如乙二胺四乙酸（EDTA）、柠檬酸和草酸）螯合，形成高度稳定的金属-有机复合物，进一步增加了它们的去除难度[4], [5], [6]。
从战略角度来看，有效修复重金属污染废水不仅需要消除溶解态金属离子，还需要建立能够在化学复杂条件下固定金属离子的强大捕获机制。理想的重金属离子捕获策略应结合强驱动力和足够的选择性及稳定性，以在存在竞争配体和溶液化学性质波动的情况下正常运行。例如，据报道，基于MOF的陷阱具有强非特异性螯合基团（如EDTA、噁嗪和羧基），能够有效去除多种重金属离子[7], [8], [9], [10]。然而，大多数现有方法依赖于单一作用机制（如表面吸附、沉淀或螯合），当重金属主要以强络合形式存在时，这些方法往往效果不佳[11], [12]。因此，整合多种互补机制的合理设计成为推进重金属修复技术的关键方向。
尽管在去除受污染水中的重金属离子方面投入了大量努力，但工业废水中稳定存在的金属-有机复合物仍是一个常被忽视的挑战。重金属离子与有机配体之间的强螯合作用有效地掩盖了金属中心，大大降低了传统吸附、沉淀和基于膜的分离技术的效率[13], [14], [15]。例如，商业纳米复合材料HZO-201（封装在阴离子交换剂D201内的纳米水合氧化锆）可以通过形成三元复合物有效去除重金属复合合物。然而，这种方法需要强酸性环境进行解吸和再生，并依赖高浓度质子将重金属离子从有机配体中置换出来，从而不可避免地增加试剂成本[9]。在大多数情况下，现有的处理策略需要单独的解络和回收步骤，这不仅增加了工艺复杂性和能源消耗，还导致金属去除不完全或二次污染[16]。因此，开发一种能够同时解离金属-有机复合物并回收重金属离子的集成方法仍然是废水修复中的一个关键未解决的问题。解决这一挑战需要材料和策略，这些材料和策略能够在单一平台上结合强解络能力和高效的选择性金属离子捕获。
解离金属-有机复合物的固有难点主要源于它们在宽pH范围内的极高热力学稳定性。例如，溶解的镍离子（Ni(II)容易与EDTA螯合形成极其稳定的复合物，其稳定常数高达lgK ≈ 18.5，而与柠檬酸（lgK ≈ 5.4）和草酸（lgK ≈ 5.2）形成的复合物仍具有显著的稳定性[17], [18], [19], [20], [21]。近年来，人们越来越关注这类复合物的解离，已经探索了多种策略，包括化学氧化、化学还原和电化学方法[22], [23], [24], [25]。尽管这些方法可以有效地破坏或降解有机配体，但由于缺乏高效的异相捕获或收集系统，它们在金属回收方面的能力通常有限。
这些限制凸显了需要替代策略的需求，这些策略应超越配体降解，直接针对金属与有机配体之间的配位平衡。由更强竞争性结合或优先配位驱动的金属置换反应提供了一种无需苛刻化学条件的有效途径来破坏金属-有机复合合物[26], [27]。特别是Fe(III)可以与各种有机配体反应，形成更稳定的金属-有机复合物，其稳定常数更高，如Fe(III)-EDTA（lgK ≈ 25.1）[28]和Fe(III)-柠檬酸（lgK ≈ 13.2）[29]。相比之下，Ni(II)-有机复合物的稳定常数远低于Fe(III)-有机复合物。值得注意的是，由更强竞争性结合或优先配位驱动的金属置换反应提供了一种无需苛刻化学条件的有效途径来破坏金属-有机复合合物。然而，释放的金属离子必须迅速且选择性地被捕获，以防止重新络合和二次污染。
在这里，我们提出了一种重金属离子分离策略，该策略结合了金属置换过程和离子交换驱动的捕获，使得在单一步骤中同时解络金属-配体复合物并回收释放的金属离子成为可能。在该系统中，磺化（–SO3H）阳离子交换树脂（D001）作为异相分离平台，而Fe(III)被引入作为置换活性中心。通过在水中进行与固定床操作兼容的连续离子交换过程，合成了富含高自旋Fe(III)物种的Fe(III)功能化树脂（Fe(III)-D001）。所制备的Fe(III)-D001可以有效解络Ni(II)-柠檬酸复合物，并随后通过削弱Ni(II)与柠檬酸配体之间的结合来回收Ni(II)。与原始树脂相比，含有高自旋Fe(III)的Fe(III)-D001显示出显著增强的Ni(II)-柠檬酸去除效果，最大容量达到87.74 mg g?13H基团则通过离子交换立即捕获释放的Ni(II)。总体而言，所提出的置换-捕获概念为处理复杂工业水质中常见的螯合金属废水提供了一个工艺优化和可再生的框架，对分离和海水淡化相关的水处理过程具有明显的相关性。
