响应曲面法优化Fe(Ⅲ)改性卡氏变形杆菌吸附去除Sb(Ⅴ)及其机理

邓仁健, 唐智娥, 任伯帜, 周赛军, HURSTHOUSE Andrew,2

1.湖南科技大学土木工程学院， 湖南 湘潭 411201

2.西苏格兰大学计算与工程和物理科学学院， 英国 佩斯利

Sb (锑)及化合物具有慢性毒性、致癌性及全球迁移性特点[1]，长期过量暴露会对人体健康带来严重危害[2-3]，被世界卫生组织(WHO)、美国环境保护局(US EPA)和欧盟等列入优先控制污染物目录[4-5]. 我国作为全球Sb矿资源最丰富的国家[6]，每年约有3.8×104t的Sb通过自然源和人为源进入环境[7]，进而使部分矿区水环境中Sb的浓度不断升高(2～6 384 μgL)，远超过世界卫生组织和GB 5749—2006《生活饮用水卫生标准》的标准限值(≤5 μgL)[2-3]，严重危害当地居民的身体健康. Sb在自然水体中主要以Sb(Ⅴ)价态存在[4]，因此如何去除水环境中的Sb(Ⅴ)是我国锑矿区亟待解决的民生问题[7-10].

生物吸附Sb具有成本低[11-13]、环境友好、重金属易回收[14-15]等优点，近年来备受研究者[3,16-18]的关注，先后涌现浮游球衣菌[19]、硫酸盐还原菌[20-21]、好氧颗粒污泥[12,22]、芽孢杆菌[23]、蓝藻[24]等系列研究报道. 这些生物吸附剂均存在吸附容量小的缺陷，而铁盐改性能够有效提高生物吸附剂的吸附容量[7]，但铁盐改性杆菌吸附除Sb的研究鲜见报道[25]. 生物吸附Sb(Ⅴ)受到pH、温度、反应时间等工艺参数的影响[3,16]. 为了获得稳定高效的除Sb效果，需对这些工艺参数进行优化[26]，但这些参数存在交互作用，导致传统的单因素优化方法难以达到最佳的效果. 响应曲面法是优化工艺参数、减少试验次数以及评估各影响因素水平与交互作用的有效方法之一[27]. 基于此，该研究以课题组前期制备的Fe(Ⅲ)改性卡氏变形杆菌吸附剂(简称“FMPAs”)为研究对象，利用Box-Behnken响应曲面法对FMPAs吸附Sb(Ⅴ)的过程进行了优化，以吸附时间、FMPAs投加量、pH、温度及Sb(Ⅴ)初始浓度等为影响因素，以Sb(Ⅴ)的去除率为响应值，构建了去除率与各因素之间的二次多项式模型，获得其吸附Sb(Ⅴ)的最佳条件；然后采用等温吸附模型、吸附动力学模型对最佳条件下的试验结果进行拟合，并借助扫描电镜-能谱(SEM-EDS)、红外光谱(FTIR)、X射线衍射(XRD)、X射线光电子能谱(XPS)等表征手段对其吸附机理进行解析，以期为去除水中Sb(Ⅴ)提供技术支撑.

1 材料与方法

1.1 FMPAs的制备

卡氏变形杆菌(ProteuscibariusDSHN0704, GenBank的登录号为MH613348)为课题组前期从含Sb土壤中筛选获得. 将5 g卡氏变形杆菌干菌粉末加入 1 000 mL浓度为0.1 molL的FeCl3溶液中，在温度为35 ℃、pH为3.0下振荡反应24 h[12,22]；采用高速冷冻离心机(TGL16M，湖南凯达科学仪器有限公司)在 8 000 rmin下离心8 min，然后用去离子水对沉淀物反复洗涤直至溶液中检测不到Fe3+离子；最后将沉淀物在80 ℃下烘干得到FMPAs，备用.

1.2 响应曲面优化吸附反应条件

根据Box-Behnken响应曲面优化原理，分别在低(-1)、中(0)、高(1) 3个水平下对FMPAs去除Sb(Ⅴ)进行中心复合试验设计：以吸附时间、FMPAs投加量、pH、温度、Sb(Ⅴ)初始浓度等为自变量，以Sb(Ⅴ)去除率为响应值，考察自变量对响应值的主效应及交互作用. 自变量的水平编码及试验值见表1，优化试验共有46组，其中中心点试验重复设计6组，且每组试验均重复3次.

表1 试验自变量影响因素及其水平

1.3 序批式吸附试验

该研究的吸附试验均在序批式反应装置中完成. 试验过程中，测定不同时刻溶液中的Sb(Ⅴ)浓度，并用η=(C0-Ce)×100%C0计算吸附去除率，其中η为去除率(%)，C0和Ce分别为吸附前、后Sb(Ⅴ)的浓度(mgL).

等温吸附试验：配制100 mL不同浓度梯度(10～150 mgL)的Sb(Ⅴ)溶液，在最佳条件下开展等温吸附试验，达到吸附平衡后测定溶液中的Sb(Ⅴ)浓度，并计算其吸附平衡量(qe),分别采用Langmuir等温吸附模型〔见式(1)〕[4]、Freundlich等温吸附模型〔见式(2)〕[4]及Dubinin-Radushkevich(D-R)等温吸附模型〔见式(3)(4)〕[28]拟合试验结果.

(1)

(2)

lnqe=lnqmax-KDRε2

(3)

(4)

式中：Ce为吸附平衡后Sb(Ⅴ)的浓度，mgL；qe和qmax分别为平衡吸附量和最大吸附量，mgg；KL为Langmuir等温吸附模型吸附常数，Lmg；KF为Freundlich等温吸附模型吸附常数，Lg；n为Freundlich等温吸附模型常数；ε为polenyi势,Jmol；KDR为与吸附能有关的常数；R为气体常数，取值8.314 J(mol·K)；T为吸附温度，K.

吸附动力学试验：配制100 mL Sb(Ⅴ)浓度为20 mgL的含Sb溶液，在最佳条件下开展动力学吸附试验；测定反应开始后不同时刻溶液中Sb(Ⅴ)的浓度，并计算Sb(Ⅴ)去除率. 采用准一级动力学模型、准二级动力学模型、耶洛维奇模型[4]及颗粒内扩散模型[28]等4种吸附动力学模型〔分别见式(5)～(8)〕拟合试验结果，解析吸附反应的速率控制及机理.

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分别为在t(min)时和吸附平衡时的吸附容量，mgg；k1、k2、α分别为对应模型的吸附速率常数，单位分别为min-1、g(mg·min)、mgmin；β为与吸附剂的表面积以及与化学活化能有关的常数，gmg；αi、kdi分别为吸附过程中某一阶段的颗粒内扩散模型常数和吸附速率常数，单位分别为mgg、mg(g·min0.5).

1.4 吸附前、后的表征方法

采用SEM (JEOL7800F, JEOL, 日本)对FMPAs改性前、FNPAs及其吸附Sb(Ⅴ)后的形貌进行表征；采用EDS (EDX:Oxford, JEOL, 日本)对FMPAs改性前、FNPAs及其吸附Sb(Ⅴ)后的元素组成进行测定；采用FTIR (Nicolet 6700，Thermo Fisher，美国)对FMPAs改性前、FNPAs及其吸附Sb(Ⅴ)后的官能团和化学键组成进行分析；采用XRD(D8ADVANCE Da Vinci，Bruker，德国)对FMPAs改性前、FNPAs及其吸附Sb(Ⅴ)后的晶体结构进行表征，其中扫描范围为5°～90°，扫描速率为6°min；采用XPS (Thermo SCIENTIFIC ESCALAB 250Xi, Thermo Scientific, 美国)对FMPAs吸附Sb(Ⅴ)前、后的Fe、O和Sb等元素的价态进行分析；最后结合各表征结果解析FMPAs吸附去除Sb(Ⅴ)的机理.

1.5 试剂与检测方法

2 结果与讨论

2.1 响应曲面优化吸附条件

以吸附时间、FMPAs投加量、pH、温度、Sb(Ⅴ)初始浓度等因素作为自变量，以Sb(Ⅴ)的去除率为响应值，构建了Box-Behnken响应曲面二次多项式模型〔见式(9)〕，其结果和方差分析分别见表2、3.

表2 试验设计及其去除Sb(Ⅴ)的结果

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为响应值，%；A、B、C、D、E分别为吸附时间(h)、FMPAs投加量(mgL)、pH、温度(℃)、Sb(Ⅴ)初始浓度(mgL)等自变量对应的实际值.

由表3可见，模型F值为15.42，P<0.000 1，表明回归方程所描述的各自变量与响应值之间的非线性方程关系是显著的；模型决定系数R2为0.925，表明只有7.5%不能由回归方程来解释；RAdj2(校正复相关系数)与RPred2(预测复相关系数)的差值为0.139(<0.2)，变异系数(CV)为3.43%(<10%)，信噪比为16.841(>4)，表明模型的可信度和预测精度较高[29-30]，可用于实际预测. 此外，吸附时间、FMPAs投加量、温度、Sb(Ⅴ)初始浓度对Sb(Ⅴ)去除率有显著影响(P<0.05)，而pH对Sb(Ⅴ)去除率影响不显著，这与前人研究结果不同，由于在较低pH时Sb(Ⅴ)主要以Sb(OH)5形态存在，当pH>2.7时则主要以Sb(OH)6-形态存在[31]，推测FMPAs对这2种形态的Sb(Ⅴ)都具有较好的吸附效果，因此pH的变化对吸附过程影响并不显著. 交互项中，FMPAs投加量与温度、吸附时间与温度、FMPAs投加量与pH的交互作用对Sb(Ⅴ)去除率均有显著影响(P<0.05)；二次项中，FMPAs投加量和温度对Sb(Ⅴ)的去除率有显著影响；其他因素的P值均大于0.05，对Sb(Ⅴ)去除率影响不显著.

表3 模型的方差分析结果

由图1可见，Sb(Ⅴ)的去除率与FMPAs投加量、温度成正比关系，原因是体系中的吸附位点会随FMPAs投加量增加而增加，从而促进吸附反应[30]. 温度升高可提高吸附质在孔道内的扩散系数，促进吸附反应进行[30]. Sb(Ⅴ)的去除率与pH成反比，这与相关学者[4,8]的研究结论一致，究其原因主要是：当pH=2～2.7时，水中的Sb(Ⅴ)主要以H3SbO4的形态存在[4,31]，且易被吸附；当pH升高时，水溶液中Sb(OH)6-形态的Sb(Ⅴ)会逐渐增加[4,31]，使OH-与Sb(OH)6-之间吸附竞争关系加剧[32]，导致Sb(Ⅴ)去除率下降. Sb(Ⅴ)初始浓度升高时其去除率降低，原因是Sb(Ⅴ)浓度较低时，达到吸附平衡时FMPAs表面吸附位点还较多，而Sb(Ⅴ)浓度较高时，吸附位点逐渐达到饱和，导致Sb(Ⅴ)的去除率下降，这与相关研究[30,33]的结论一致.

注： 右图中“6”表示第六条等高线，此为闭合圆环即左图中最高点的投影；右图等高线上的数值为吸附率，单位为%.

对式(1)求一阶导数得到FMPAs吸附Sb(Ⅴ)的最佳条件为吸附时间3.0 h、FMPAs投加量 1 910 mgL、pH 2.31、温度45.0 ℃、Sb(Ⅴ)初始浓度24.80 mgL. 最佳条件下，FMPAs对Sb(Ⅴ)去除率和最大吸附容量(qmax)分别为97.03%±1.06%和60.506 mgg，均高于笔者所在课题组前期采用单因素优化得到的最高去除率(91.61%)和最大吸附容量(45.45 mgg)〔最佳条件为pH 6.0、FMPAs投加量 2 500 mgL、吸附时间2.5 h、Sb(Ⅴ)初始浓度20.0 mgL〕. 此外，FMPAs对Sb(Ⅴ)的最大吸附容量也远大于Fe(Ⅲ)修饰腐殖质污泥(10.19 mgg)[8]、Fe(Ⅲ)修饰好氧颗粒污泥(22.6 mgg)[22]、微囊藻(5.67 mgg)[34]和活性污泥(20.14 mgg)[35]等生物吸附剂. 综上，Box-Behnken响应曲面优化后FMPAs对Sb(Ⅴ)的去除率和吸附容量有明显地提高，具有潜在应用价值.

2.2 等温吸附模型

Langmuir和Freundlich等温吸附模型对FMPAs吸附Sb(Ⅴ)的拟合结果见图2(a)，Dubinin-Radushkevich(D-R)等温吸附模型拟合结果见图2(b)，各模型参数值见表4. 由图2可见，3种等温吸附模型的回归系数R2分别为0.963，0.910和0.738，表明Langmuir等温吸附模型最适合用来拟合FMPAs吸附去除Sb(Ⅴ)的过程，计算最大吸附容量(qmax)为60.506 mgg. Langmuir等温吸附模型假定吸附基质表面所有吸附位点都具有相等的溶质亲和性，且相邻吸附位点的吸附过程不会相互影响[8-10]，因此推测FMPAs对Sb(Ⅴ)的吸附过程主要属于单层吸附和化学吸附.

表4 FMPAs吸附Sb(Ⅴ)后的等温模型参数

图2 FMPAs吸附Sb(Ⅴ)的等温模型

2.3 吸附动力学模型

表5给出了FMPAs吸附Sb(Ⅴ)的动力学模型拟合参数结果. 由表5可见，准一级动力学模型能很好地拟合试验数据(R2=0.997)，且该模型拟合的qe理论值(9.673 mgg)与试验值(10.004 mgg)接近，故推断FMPAs对Sb(Ⅴ)的吸附过程遵循准一级动力学模型. 此外，准二级动力学模型也具有较高的拟合精度(R2=0.992)，说明吸附反应主要为化学吸附[4]. 由颗粒内扩散模型相关参数可知：吸附过程可分为快速吸附和慢速吸附2个阶段，且慢速吸附占据主导地位；2个阶段的拟合线斜率不同，表明吸附过程存在渐变阶段，吸附过程受到边界层厚度的控制，拟合方程的截距(α1、α2)即为理论边界层厚度，α1(-0.240 mgg)与α2(7.806 mgg)存在较大差异，表明孔隙扩散速率并不是吸附过程中唯一的控制因素. 因此，FMPAs吸附Sb(Ⅴ)的动力学过程是由边界层效应和外部传质效应共同决定的[10,36].

表5 FMPAs吸附Sb(Ⅴ)后的吸附动力学模型参数

2.4 FMPAs的表征及吸附机理

2.4.1SEM-EDS分析

图3为FMPAs改性前、FMPAs及其吸附Sb(Ⅴ)后的SEM扫描形貌图. 由图3(a)可见：FMPAs改性前表面光滑，空隙少； Fe(Ⅲ)改性后，FMPAs表面变得凹凸不平，多块状粘结突起，为吸附提供了更多吸附点位，且缝隙、孔道、孔洞等结构明显增加〔见图3(b)〕，为吸附提供了更多的接触面积[8]；FMPAs吸附Sb(Ⅴ)后其空隙明显减少，表面棱角变得模糊〔见图3(c)〕. FMPAs改性前、FMPAs及其吸附Sb(Ⅴ)后的元素相对含量分布见表6. Fe(Ⅲ)改性后，FMPAs中Na、K和S等元素含量较少，而Fe含量升至10.8%，推测改性过程中Na、K、S等元素与Fe(Ⅲ)发生了离子交换反应[12,22]，表明Fe(Ⅲ)已负载到吸附剂表面[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，这与ZHANG等[9]的研究结论一致.

图3 SEM形貌扫描图

表6 FMPAs改性前、FMPAs及其吸附Sb(Ⅴ)后的元素组成

2.4.2红外光谱分析

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

2.4.3XPS分析

图5(a)为FMPAs及其吸附Sb(Ⅴ)后的XPS全扫描图谱. 由图5(a)可见，FMPAs中的主要成分为O、Fe及Cl，这与EDS分析结果一致(见表6). 研究[28]表明，Fe在结合能为711和724 eV附近分别以FeOOH和Fe2O3形态存在，而FMPAs在结合能为711.50和724.78 eV处均存在明显的衍射峰〔见图5(b)〕，可见Fe(Ⅲ)改性后Fe主要以FeOOH和Fe2O3形态存在于FMPAs中[4]，且FeOOH和Fe2O3对Sb(Ⅴ)具有良好的吸附效果[16]，因此Fe(Ⅲ)改性可促进其对Sb(Ⅴ)的吸附. FMPAs吸附Sb(Ⅴ)后，Fe衍射峰对应的结合能分别升至711.58和724.84 eV〔见图5(b)〕，暗示Sb(Ⅴ)取代了FMPAs中的—OH，并与—O—Fe形成了Fe—O—Sb配位化合物[4,28]，进而使Sb(Ⅴ)得到吸附. 此外，FMPAs吸附Sb(Ⅴ)后，在结合能为531.33和540.14 eV处均存在衍射峰，该衍射峰对应的均是Sb(Ⅴ)[4,28]，未见Sb(Ⅲ)的衍射峰，表明FMPAs吸附Sb(Ⅴ)过程中未发生明显的还原反应. 同时利用XRD对FMPAs及其吸附Sb(Ⅴ)后的粉末进行了分析，FMPAs吸附Sb(Ⅴ)前、后未见明显的特征峰(结果未给出)，这与Fe修饰后的无机材料或生物材料吸附后具有极其微弱的衍射峰的结论一致[40]，原因可能是Fe(Ⅲ)改性过程中产生的晶体物质很少，但吸附剂的生物质背景会干扰这些晶体物质的信号，且生物质也会影响晶体物质的结晶度.

图5 FMPAs及其吸附Sb(Ⅴ)后的XPS扫描图谱

2.4.4FMPAs吸附Sb(Ⅴ)的机理

综上，FMPAs吸附去除Sb(Ⅴ)的主要机理如下.

a) Fe(Ⅲ)改性卡氏变形杆菌有利于吸附去除Sb(Ⅴ). FMPAs中EPS含有大量的多糖类物质，且多糖中含有较多—OH；Fe(Ⅲ)水解形成的Fe(OH)3表面也含有大量—OH. 改性过程中，Fe(Ⅲ)水解形成的铁羟基〔见式(10)〕、Fe(Ⅲ)与多糖中Na+、K+发生离子交换反应产生的Polyose—Fe[12,22]〔见式(11)(12)〕、非晶态无定型铁与多糖-羟基的络合作用〔见式(13)〕产生的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中的含铁化合物与Sb(Ⅴ)形成配位化合物，从而使Sb(Ⅴ)得到吸附. pH为2.7～12时，Sb(Ⅴ)主要以Sb(OH)6-形态存在. 由法扬斯规则[37]可知：Fe(OH)3胶体表面带正电荷；随着pH减小，铁羟基的质子化作用使FMPAs表面的正电荷增加，发生如式(14)的络合反应，从而促进Sb(OH)6-的吸附.Polyose—Fe、Polyose—O—Fe(OH)2等与Sb(OH)6-发生如式(15)(16)的配位化合反应，从而使Sb(OH)6-得到吸附. 此外，式(14)～(16)均会消耗质子，故低pH有利于FMPAs对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 结论

a) Box-Behnken响应曲面优化试验表明，吸附时间、FMPAs投加量、温度、Sb(Ⅴ)初始浓度对FMPAs吸附Sb(Ⅴ)具有显著影响，而pH对其影响不显著，其最优吸附条件为吸附时间3.0 h、FMPAs投加量1 910.04 mgL、pH 2.31、温度44.96 ℃、Sb(Ⅴ)初始浓度24.80 mgL，平均去除率高达97.03%.

b) Langmuir等温吸附模型能很好地拟合FMPAs吸附Sb(Ⅴ)的过程(R2=0.963)，最大吸附容量达60.506 mgg，吸附属于单层吸附；准一级动力学模型能较好地拟合吸附动力学过程(R2=0.997)，吸附过程主要为化学吸附，且由边界层效应和外部传质效应共同决定.

c) FTIR、SEM-EDS及XPS分析表明：吸附剂中多糖通过配位作用在吸附过程中发挥了重要作用，且Sb(Ⅴ)替换了Fe(Ⅲ)，并与周围原子形成新的共价键；吸附剂表面具有丰富的羟基是其具有优良吸附除Sb(Ⅴ)性能的主要原因，Fe—O—OH和EPS—Polyose—O—Fe(OH)2中羟基被Sb(Ⅴ)取代而生成了新的配合物Fe—O—Sb.