響應(yīng)曲面法優(yōu)化Fe(Ⅲ)改性卡氏變形桿菌吸附去除Sb(Ⅴ)及其機理

鄧仁健, 唐智娥, 任伯幟, 周賽軍, HURSTHOUSE Andrew,2

1.湖南科技大學(xué)土木工程學(xué)院， 湖南 湘潭 411201

2.西蘇格蘭大學(xué)計算與工程和物理科學(xué)學(xué)院， 英國 佩斯利

Sb (銻)及化合物具有慢性毒性、致癌性及全球遷移性特點[1]，長期過量暴露會對人體健康帶來嚴(yán)重危害[2-3]，被世界衛(wèi)生組織(WHO)、美國環(huán)境保護(hù)局(US EPA)和歐盟等列入優(yōu)先控制污染物目錄[4-5]. 我國作為全球Sb礦資源最豐富的國家[6]，每年約有3.8×104t的Sb通過自然源和人為源進(jìn)入環(huán)境[7]，進(jìn)而使部分礦區(qū)水環(huán)境中Sb的濃度不斷升高(2～6 384 μgL)，遠(yuǎn)超過世界衛(wèi)生組織和GB 5749—2006《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》的標(biāo)準(zhǔn)限值(≤5 μgL)[2-3]，嚴(yán)重危害當(dāng)?shù)鼐用竦纳眢w健康. Sb在自然水體中主要以Sb(Ⅴ)價態(tài)存在[4]，因此如何去除水環(huán)境中的Sb(Ⅴ)是我國銻礦區(qū)亟待解決的民生問題[7-10].

生物吸附Sb具有成本低[11-13]、環(huán)境友好、重金屬易回收[14-15]等優(yōu)點，近年來備受研究者[3,16-18]的關(guān)注，先后涌現(xiàn)浮游球衣菌[19]、硫酸鹽還原菌[20-21]、好氧顆粒污泥[12,22]、芽孢桿菌[23]、藍(lán)藻[24]等系列研究報道. 這些生物吸附劑均存在吸附容量小的缺陷，而鐵鹽改性能夠有效提高生物吸附劑的吸附容量[7]，但鐵鹽改性桿菌吸附除Sb的研究鮮見報道[25]. 生物吸附Sb(Ⅴ)受到pH、溫度、反應(yīng)時間等工藝參數(shù)的影響[3,16]. 為了獲得穩(wěn)定高效的除Sb效果，需對這些工藝參數(shù)進(jìn)行優(yōu)化[26]，但這些參數(shù)存在交互作用，導(dǎo)致傳統(tǒng)的單因素優(yōu)化方法難以達(dá)到最佳的效果. 響應(yīng)曲面法是優(yōu)化工藝參數(shù)、減少試驗次數(shù)以及評估各影響因素水平與交互作用的有效方法之一[27]. 基于此，該研究以課題組前期制備的Fe(Ⅲ)改性卡氏變形桿菌吸附劑(簡稱“FMPAs”)為研究對象，利用Box-Behnken響應(yīng)曲面法對FMPAs吸附Sb(Ⅴ)的過程進(jìn)行了優(yōu)化，以吸附時間、FMPAs投加量、pH、溫度及Sb(Ⅴ)初始濃度等為影響因素，以Sb(Ⅴ)的去除率為響應(yīng)值，構(gòu)建了去除率與各因素之間的二次多項式模型，獲得其吸附Sb(Ⅴ)的最佳條件；然后采用等溫吸附模型、吸附動力學(xué)模型對最佳條件下的試驗結(jié)果進(jìn)行擬合，并借助掃描電鏡-能譜(SEM-EDS)、紅外光譜(FTIR)、X射線衍射(XRD)、X射線光電子能譜(XPS)等表征手段對其吸附機理進(jìn)行解析，以期為去除水中Sb(Ⅴ)提供技術(shù)支撐.

1 材料與方法

1.1 FMPAs的制備

卡氏變形桿菌(ProteuscibariusDSHN0704, GenBank的登錄號為MH613348)為課題組前期從含Sb土壤中篩選獲得. 將5 g卡氏變形桿菌干菌粉末加入 1 000 mL濃度為0.1 molL的FeCl3溶液中，在溫度為35 ℃、pH為3.0下振蕩反應(yīng)24 h[12,22]；采用高速冷凍離心機(TGL16M，湖南凱達(dá)科學(xué)儀器有限公司)在 8 000 rmin下離心8 min，然后用去離子水對沉淀物反復(fù)洗滌直至溶液中檢測不到Fe3+離子；最后將沉淀物在80 ℃下烘干得到FMPAs，備用.

1.2 響應(yīng)曲面優(yōu)化吸附反應(yīng)條件

根據(jù)Box-Behnken響應(yīng)曲面優(yōu)化原理，分別在低(-1)、中(0)、高(1) 3個水平下對FMPAs去除Sb(Ⅴ)進(jìn)行中心復(fù)合試驗設(shè)計：以吸附時間、FMPAs投加量、pH、溫度、Sb(Ⅴ)初始濃度等為自變量，以Sb(Ⅴ)去除率為響應(yīng)值，考察自變量對響應(yīng)值的主效應(yīng)及交互作用. 自變量的水平編碼及試驗值見表1，優(yōu)化試驗共有46組，其中中心點試驗重復(fù)設(shè)計6組，且每組試驗均重復(fù)3次.

表1 試驗自變量影響因素及其水平

1.3 序批式吸附試驗

該研究的吸附試驗均在序批式反應(yīng)裝置中完成. 試驗過程中，測定不同時刻溶液中的Sb(Ⅴ)濃度，并用η=(C0-Ce)×100%C0計算吸附去除率，其中η為去除率(%)，C0和Ce分別為吸附前、后Sb(Ⅴ)的濃度(mgL).

等溫吸附試驗：配制100 mL不同濃度梯度(10～150 mgL)的Sb(Ⅴ)溶液，在最佳條件下開展等溫吸附試驗，達(dá)到吸附平衡后測定溶液中的Sb(Ⅴ)濃度，并計算其吸附平衡量(qe),分別采用Langmuir等溫吸附模型〔見式(1)〕[4]、Freundlich等溫吸附模型〔見式(2)〕[4]及Dubinin-Radushkevich(D-R)等溫吸附模型〔見式(3)(4)〕[28]擬合試驗結(jié)果.

(1)

(2)

lnqe=lnqmax-KDRε2

(3)

(4)

式中：Ce為吸附平衡后Sb(Ⅴ)的濃度，mgL；qe和qmax分別為平衡吸附量和最大吸附量，mgg；KL為Langmuir等溫吸附模型吸附常數(shù)，Lmg；KF為Freundlich等溫吸附模型吸附常數(shù)，Lg；n為Freundlich等溫吸附模型常數(shù)；ε為polenyi勢,Jmol；KDR為與吸附能有關(guān)的常數(shù)；R為氣體常數(shù)，取值8.314 J(mol·K)；T為吸附溫度，K.

吸附動力學(xué)試驗：配制100 mL Sb(Ⅴ)濃度為20 mgL的含Sb溶液，在最佳條件下開展動力學(xué)吸附試驗；測定反應(yīng)開始后不同時刻溶液中Sb(Ⅴ)的濃度，并計算Sb(Ⅴ)去除率. 采用準(zhǔn)一級動力學(xué)模型、準(zhǔn)二級動力學(xué)模型、耶洛維奇模型[4]及顆粒內(nèi)擴散模型[28]等4種吸附動力學(xué)模型〔分別見式(5)～(8)〕擬合試驗結(jié)果，解析吸附反應(yīng)的速率控制及機理.

qt=qe(1-e-k1t)

(5)

qt=qe-qe(k2qet+1)

(6)

qt=ln(αβ)β+(1β)lnt

(7)

qt=αi+kdit0.5

(8)

式中：qt和qe分別為在t(min)時和吸附平衡時的吸附容量，mgg；k1、k2、α分別為對應(yīng)模型的吸附速率常數(shù)，單位分別為min-1、g(mg·min)、mgmin；β為與吸附劑的表面積以及與化學(xué)活化能有關(guān)的常數(shù)，gmg；αi、kdi分別為吸附過程中某一階段的顆粒內(nèi)擴散模型常數(shù)和吸附速率常數(shù)，單位分別為mgg、mg(g·min0.5).

1.4 吸附前、后的表征方法

采用SEM (JEOL7800F, JEOL, 日本)對FMPAs改性前、FNPAs及其吸附Sb(Ⅴ)后的形貌進(jìn)行表征；采用EDS (EDX:Oxford, JEOL, 日本)對FMPAs改性前、FNPAs及其吸附Sb(Ⅴ)后的元素組成進(jìn)行測定；采用FTIR (Nicolet 6700，Thermo Fisher，美國)對FMPAs改性前、FNPAs及其吸附Sb(Ⅴ)后的官能團(tuán)和化學(xué)鍵組成進(jìn)行分析；采用XRD(D8ADVANCE Da Vinci，Bruker，德國)對FMPAs改性前、FNPAs及其吸附Sb(Ⅴ)后的晶體結(jié)構(gòu)進(jìn)行表征，其中掃描范圍為5°～90°，掃描速率為6°min；采用XPS (Thermo SCIENTIFIC ESCALAB 250Xi, Thermo Scientific, 美國)對FMPAs吸附Sb(Ⅴ)前、后的Fe、O和Sb等元素的價態(tài)進(jìn)行分析；最后結(jié)合各表征結(jié)果解析FMPAs吸附去除Sb(Ⅴ)的機理.

1.5 試劑與檢測方法

2 結(jié)果與討論

2.1 響應(yīng)曲面優(yōu)化吸附條件

以吸附時間、FMPAs投加量、pH、溫度、Sb(Ⅴ)初始濃度等因素作為自變量，以Sb(Ⅴ)的去除率為響應(yīng)值，構(gòu)建了Box-Behnken響應(yīng)曲面二次多項式模型〔見式(9)〕，其結(jié)果和方差分析分別見表2、3.

表2 試驗設(shè)計及其去除Sb(Ⅴ)的結(jié)果

Y=-92.883+33.855A+0.038B-6.776C+6.921D-2.209E-1.452×10-3AB+0.818AC-0.766AD+0.298AE+2.625×10-3BC-7.378×10-4BD+1.838×10-4BE-7.500×10-4CD+0.067CE+0.016DE-2.187A2-3.337×10-6B2-0.407C2-0.044D2-4.750×10-3E2

(9)

式中：Y為響應(yīng)值，%；A、B、C、D、E分別為吸附時間(h)、FMPAs投加量(mgL)、pH、溫度(℃)、Sb(Ⅴ)初始濃度(mgL)等自變量對應(yīng)的實際值.

由表3可見，模型F值為15.42，P<0.000 1，表明回歸方程所描述的各自變量與響應(yīng)值之間的非線性方程關(guān)系是顯著的；模型決定系數(shù)R2為0.925，表明只有7.5%不能由回歸方程來解釋；RAdj2(校正復(fù)相關(guān)系數(shù))與RPred2(預(yù)測復(fù)相關(guān)系數(shù))的差值為0.139(<0.2)，變異系數(shù)(CV)為3.43%(<10%)，信噪比為16.841(>4)，表明模型的可信度和預(yù)測精度較高[29-30]，可用于實際預(yù)測. 此外，吸附時間、FMPAs投加量、溫度、Sb(Ⅴ)初始濃度對Sb(Ⅴ)去除率有顯著影響(P<0.05)，而pH對Sb(Ⅴ)去除率影響不顯著，這與前人研究結(jié)果不同，由于在較低pH時Sb(Ⅴ)主要以Sb(OH)5形態(tài)存在，當(dāng)pH>2.7時則主要以Sb(OH)6-形態(tài)存在[31]，推測FMPAs對這2種形態(tài)的Sb(Ⅴ)都具有較好的吸附效果，因此pH的變化對吸附過程影響并不顯著. 交互項中，F(xiàn)MPAs投加量與溫度、吸附時間與溫度、FMPAs投加量與pH的交互作用對Sb(Ⅴ)去除率均有顯著影響(P<0.05)；二次項中，F(xiàn)MPAs投加量和溫度對Sb(Ⅴ)的去除率有顯著影響；其他因素的P值均大于0.05，對Sb(Ⅴ)去除率影響不顯著.

表3 模型的方差分析結(jié)果

由圖1可見，Sb(Ⅴ)的去除率與FMPAs投加量、溫度成正比關(guān)系，原因是體系中的吸附位點會隨FMPAs投加量增加而增加，從而促進(jìn)吸附反應(yīng)[30]. 溫度升高可提高吸附質(zhì)在孔道內(nèi)的擴散系數(shù)，促進(jìn)吸附反應(yīng)進(jìn)行[30]. Sb(Ⅴ)的去除率與pH成反比，這與相關(guān)學(xué)者[4,8]的研究結(jié)論一致，究其原因主要是：當(dāng)pH=2～2.7時，水中的Sb(Ⅴ)主要以H3SbO4的形態(tài)存在[4,31]，且易被吸附；當(dāng)pH升高時，水溶液中Sb(OH)6-形態(tài)的Sb(Ⅴ)會逐漸增加[4,31]，使OH-與Sb(OH)6-之間吸附競爭關(guān)系加劇[32]，導(dǎo)致Sb(Ⅴ)去除率下降. Sb(Ⅴ)初始濃度升高時其去除率降低，原因是Sb(Ⅴ)濃度較低時，達(dá)到吸附平衡時FMPAs表面吸附位點還較多，而Sb(Ⅴ)濃度較高時，吸附位點逐漸達(dá)到飽和，導(dǎo)致Sb(Ⅴ)的去除率下降，這與相關(guān)研究[30,33]的結(jié)論一致.

注： 右圖中“6”表示第六條等高線，此為閉合圓環(huán)即左圖中最高點的投影；右圖等高線上的數(shù)值為吸附率，單位為%.

對式(1)求一階導(dǎo)數(shù)得到FMPAs吸附Sb(Ⅴ)的最佳條件為吸附時間3.0 h、FMPAs投加量 1 910 mgL、pH 2.31、溫度45.0 ℃、Sb(Ⅴ)初始濃度24.80 mgL. 最佳條件下，F(xiàn)MPAs對Sb(Ⅴ)去除率和最大吸附容量(qmax)分別為97.03%±1.06%和60.506 mgg，均高于筆者所在課題組前期采用單因素優(yōu)化得到的最高去除率(91.61%)和最大吸附容量(45.45 mgg)〔最佳條件為pH 6.0、FMPAs投加量 2 500 mgL、吸附時間2.5 h、Sb(Ⅴ)初始濃度20.0 mgL〕. 此外，F(xiàn)MPAs對Sb(Ⅴ)的最大吸附容量也遠(yuǎn)大于Fe(Ⅲ)修飾腐殖質(zhì)污泥(10.19 mgg)[8]、Fe(Ⅲ)修飾好氧顆粒污泥(22.6 mgg)[22]、微囊藻(5.67 mgg)[34]和活性污泥(20.14 mgg)[35]等生物吸附劑. 綜上，Box-Behnken響應(yīng)曲面優(yōu)化后FMPAs對Sb(Ⅴ)的去除率和吸附容量有明顯地提高，具有潛在應(yīng)用價值.

2.2 等溫吸附模型

Langmuir和Freundlich等溫吸附模型對FMPAs吸附Sb(Ⅴ)的擬合結(jié)果見圖2(a)，Dubinin-Radushkevich(D-R)等溫吸附模型擬合結(jié)果見圖2(b)，各模型參數(shù)值見表4. 由圖2可見，3種等溫吸附模型的回歸系數(shù)R2分別為0.963，0.910和0.738，表明Langmuir等溫吸附模型最適合用來擬合FMPAs吸附去除Sb(Ⅴ)的過程，計算最大吸附容量(qmax)為60.506 mgg. Langmuir等溫吸附模型假定吸附基質(zhì)表面所有吸附位點都具有相等的溶質(zhì)親和性，且相鄰吸附位點的吸附過程不會相互影響[8-10]，因此推測FMPAs對Sb(Ⅴ)的吸附過程主要屬于單層吸附和化學(xué)吸附.

表4 FMPAs吸附Sb(Ⅴ)后的等溫模型參數(shù)

圖2 FMPAs吸附Sb(Ⅴ)的等溫模型

2.3 吸附動力學(xué)模型

表5給出了FMPAs吸附Sb(Ⅴ)的動力學(xué)模型擬合參數(shù)結(jié)果. 由表5可見，準(zhǔn)一級動力學(xué)模型能很好地擬合試驗數(shù)據(jù)(R2=0.997)，且該模型擬合的qe理論值(9.673 mgg)與試驗值(10.004 mgg)接近，故推斷FMPAs對Sb(Ⅴ)的吸附過程遵循準(zhǔn)一級動力學(xué)模型. 此外，準(zhǔn)二級動力學(xué)模型也具有較高的擬合精度(R2=0.992)，說明吸附反應(yīng)主要為化學(xué)吸附[4]. 由顆粒內(nèi)擴散模型相關(guān)參數(shù)可知：吸附過程可分為快速吸附和慢速吸附2個階段，且慢速吸附占據(jù)主導(dǎo)地位；2個階段的擬合線斜率不同，表明吸附過程存在漸變階段，吸附過程受到邊界層厚度的控制，擬合方程的截距(α1、α2)即為理論邊界層厚度，α1(-0.240 mgg)與α2(7.806 mgg)存在較大差異，表明孔隙擴散速率并不是吸附過程中唯一的控制因素. 因此，F(xiàn)MPAs吸附Sb(Ⅴ)的動力學(xué)過程是由邊界層效應(yīng)和外部傳質(zhì)效應(yīng)共同決定的[10,36].

表5 FMPAs吸附Sb(Ⅴ)后的吸附動力學(xué)模型參數(shù)

2.4 FMPAs的表征及吸附機理

2.4.1SEM-EDS分析

圖3為FMPAs改性前、FMPAs及其吸附Sb(Ⅴ)后的SEM掃描形貌圖. 由圖3(a)可見：FMPAs改性前表面光滑，空隙少； Fe(Ⅲ)改性后，F(xiàn)MPAs表面變得凹凸不平，多塊狀粘結(jié)突起，為吸附提供了更多吸附點位，且縫隙、孔道、孔洞等結(jié)構(gòu)明顯增加〔見圖3(b)〕，為吸附提供了更多的接觸面積[8]；FMPAs吸附Sb(Ⅴ)后其空隙明顯減少，表面棱角變得模糊〔見圖3(c)〕. FMPAs改性前、FMPAs及其吸附Sb(Ⅴ)后的元素相對含量分布見表6. Fe(Ⅲ)改性后，F(xiàn)MPAs中Na、K和S等元素含量較少，而Fe含量升至10.8%，推測改性過程中Na、K、S等元素與Fe(Ⅲ)發(fā)生了離子交換反應(yīng)[12,22]，表明Fe(Ⅲ)已負(fù)載到吸附劑表面[37]. FMPAs吸附Sb(Ⅴ)后其表面的S和Fe等元素含量下降，且Sb含量由0升至0.88%，表明Sb(Ⅴ)被吸附到FMPAs中，這與ZHANG等[9]的研究結(jié)論一致.

圖3 SEM形貌掃描圖

表6 FMPAs改性前、FMPAs及其吸附Sb(Ⅴ)后的元素組成

2.4.2紅外光譜分析

注： a—FMPAs改性前; b—FMPAs; c—FMPAs吸附Sb(Ⅴ)后.

2.4.3XPS分析

圖5(a)為FMPAs及其吸附Sb(Ⅴ)后的XPS全掃描圖譜. 由圖5(a)可見，F(xiàn)MPAs中的主要成分為O、Fe及Cl，這與EDS分析結(jié)果一致(見表6). 研究[28]表明，F(xiàn)e在結(jié)合能為711和724 eV附近分別以FeOOH和Fe2O3形態(tài)存在，而FMPAs在結(jié)合能為711.50和724.78 eV處均存在明顯的衍射峰〔見圖5(b)〕，可見Fe(Ⅲ)改性后Fe主要以FeOOH和Fe2O3形態(tài)存在于FMPAs中[4]，且FeOOH和Fe2O3對Sb(Ⅴ)具有良好的吸附效果[16]，因此Fe(Ⅲ)改性可促進(jìn)其對Sb(Ⅴ)的吸附. FMPAs吸附Sb(Ⅴ)后，F(xiàn)e衍射峰對應(yīng)的結(jié)合能分別升至711.58和724.84 eV〔見圖5(b)〕，暗示Sb(Ⅴ)取代了FMPAs中的—OH，并與—O—Fe形成了Fe—O—Sb配位化合物[4,28]，進(jìn)而使Sb(Ⅴ)得到吸附. 此外，F(xiàn)MPAs吸附Sb(Ⅴ)后，在結(jié)合能為531.33和540.14 eV處均存在衍射峰，該衍射峰對應(yīng)的均是Sb(Ⅴ)[4,28]，未見Sb(Ⅲ)的衍射峰，表明FMPAs吸附Sb(Ⅴ)過程中未發(fā)生明顯的還原反應(yīng). 同時利用XRD對FMPAs及其吸附Sb(Ⅴ)后的粉末進(jìn)行了分析，F(xiàn)MPAs吸附Sb(Ⅴ)前、后未見明顯的特征峰(結(jié)果未給出)，這與Fe修飾后的無機材料或生物材料吸附后具有極其微弱的衍射峰的結(jié)論一致[40]，原因可能是Fe(Ⅲ)改性過程中產(chǎn)生的晶體物質(zhì)很少，但吸附劑的生物質(zhì)背景會干擾這些晶體物質(zhì)的信號，且生物質(zhì)也會影響晶體物質(zhì)的結(jié)晶度.

圖5 FMPAs及其吸附Sb(Ⅴ)后的XPS掃描圖譜

2.4.4FMPAs吸附Sb(Ⅴ)的機理

綜上，F(xiàn)MPAs吸附去除Sb(Ⅴ)的主要機理如下.

a) Fe(Ⅲ)改性卡氏變形桿菌有利于吸附去除Sb(Ⅴ). FMPAs中EPS含有大量的多糖類物質(zhì)，且多糖中含有較多—OH；Fe(Ⅲ)水解形成的Fe(OH)3表面也含有大量—OH. 改性過程中，F(xiàn)e(Ⅲ)水解形成的鐵羥基〔見式(10)〕、Fe(Ⅲ)與多糖中Na+、K+發(fā)生離子交換反應(yīng)產(chǎn)生的Polyose—Fe[12,22]〔見式(11)(12)〕、非晶態(tài)無定型鐵與多糖-羥基的絡(luò)合作用〔見式(13)〕產(chǎn)生的Polyose—O—Fe(OH)2[22]等化合物均有利于吸附去除Sb(Ⅴ).

Fe3++3H2O→Fe(OH)3(s)+3H+

(10)

(EPS—Polyose—Na)3+Fe3+→Polyose—Fe+3Na+

(11)

(EPS—Polyose—K)3+Fe3+→Polyose—Fe+3K+

(12)

EPS—Polyose—OH+Fe(OH)3→

Polyose—O—Fe(OH)2+H2O

(13)

b) FMPAs中的含鐵化合物與Sb(Ⅴ)形成配位化合物，從而使Sb(Ⅴ)得到吸附. pH為2.7～12時，Sb(Ⅴ)主要以Sb(OH)6-形態(tài)存在. 由法揚斯規(guī)則[37]可知：Fe(OH)3膠體表面帶正電荷；隨著pH減小，鐵羥基的質(zhì)子化作用使FMPAs表面的正電荷增加，發(fā)生如式(14)的絡(luò)合反應(yīng)，從而促進(jìn)Sb(OH)6-的吸附.Polyose—Fe、Polyose—O—Fe(OH)2等與Sb(OH)6-發(fā)生如式(15)(16)的配位化合反應(yīng)，從而使Sb(OH)6-得到吸附. 此外，式(14)～(16)均會消耗質(zhì)子，故低pH有利于FMPAs對Sb(Ⅴ)的吸附去除.

H++Fe—O—OH+Sb(OH)6-→

Fe—O—Sb(OH)6+H2O

(14)

H++Polyose—Fe+Sb(OH)6-→

Polyose—Fe—Sb(OH)5+H2O

(15)

H++EPS—Polyose—O—Fe(OH)2+Sb(OH)6-→

EPS—Polyose—O—Fe—OH—Sb(OH)6+H2O

(16)

3 結(jié)論

a) Box-Behnken響應(yīng)曲面優(yōu)化試驗表明，吸附時間、FMPAs投加量、溫度、Sb(Ⅴ)初始濃度對FMPAs吸附Sb(Ⅴ)具有顯著影響，而pH對其影響不顯著，其最優(yōu)吸附條件為吸附時間3.0 h、FMPAs投加量1 910.04 mgL、pH 2.31、溫度44.96 ℃、Sb(Ⅴ)初始濃度24.80 mgL，平均去除率高達(dá)97.03%.

b) Langmuir等溫吸附模型能很好地擬合FMPAs吸附Sb(Ⅴ)的過程(R2=0.963)，最大吸附容量達(dá)60.506 mgg，吸附屬于單層吸附；準(zhǔn)一級動力學(xué)模型能較好地擬合吸附動力學(xué)過程(R2=0.997)，吸附過程主要為化學(xué)吸附，且由邊界層效應(yīng)和外部傳質(zhì)效應(yīng)共同決定.

c) FTIR、SEM-EDS及XPS分析表明：吸附劑中多糖通過配位作用在吸附過程中發(fā)揮了重要作用，且Sb(Ⅴ)替換了Fe(Ⅲ)，并與周圍原子形成新的共價鍵；吸附劑表面具有豐富的羥基是其具有優(yōu)良吸附除Sb(Ⅴ)性能的主要原因，F(xiàn)e—O—OH和EPS—Polyose—O—Fe(OH)2中羥基被Sb(Ⅴ)取代而生成了新的配合物Fe—O—Sb.