4A分子篩負載Ce和γ-Fe2O3去除水中Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的研究

嚴 振，邱兆富，金錫標，王 遠，劉 暢，楊 驥

（華東理工大學資源與環境工程學院，國家環境保護化工過程環境風險評價與控制重點實驗室，上海 200237）

銻（Sb）主要以Sb（Ⅲ）和Sb（V）的形式存在于環境中，其中Sb（Ⅲ）的毒性是Sb（V）的10 倍［1-2］。水中的銻難以生物降解，但容易生物積累，這不僅危害環境，而且威脅到人體健康［3］。世界衛生組織、美國環境署和歐盟等多個組織均將銻列為優先控制污染物和全球性污染物［1］。中國《城鎮污水處理廠污染物排放標準》要求排水中銻質量濃度低于50 μg/L，《紡織染整工業水污染物排放標準》要求排水中銻質量濃度低于100 μg/L。印染工藝中退漿階段與染色階段排水中的銻質量濃度分別超過4 mg/L 與7 mg/L［4］，遠遠超出現有排放標準，亟需研發含銻廢水的高效處理技術。

水中銻的去除方法包括混凝沉淀法、離子交換法、吸附法、膜處理法和電化學法等。其中吸附法具有成本低、操作簡便、無二次污染等優點，被廣泛認為是經濟有效的廢水除銻方法［5］。在眾多吸附劑中，4A 分子篩比表面積大，內部具有均勻的微孔結構，可與水體中的離子進行離子交換而不改變晶體結構，所以在水處理領域具有較好的應用前景［6］。利用4A分子篩的陽離子交換性能和吸附性能，能去除水體中的氨氮和重金屬離子，也可以選擇性地去除飲用水中的某些細菌和病毒［7］。

負載一些活性成分是提高分子篩吸附劑對水體污染物的吸附性能的有效途徑［8-9］。稀土鈰（Ce）是一種良好的負載成分，能使吸附劑表面帶正電荷，產生大量羥基，有利于吸附去除銻酸根［H2SbO-、Sb（OH）6-］［10-11］。YAN等［12］通過將Ce負載于Y型分子篩上，成功提高了Y 型分子篩對銻的去除能力。吸附劑通常多以粉末態使用，僅負載鈰的吸附劑難以從水體中分離，而磁性吸附劑可以通過外加磁場從水體中分離。γ-Fe2O3是十分常見的亞鐵磁性礦物，具有比表面積大、吸附效率高、分離操作簡單、制備成本低的優點［13］，且比Fe3O4對銻的吸附效果更好［14］。負載γ-Fe2O3能使吸附劑具有磁性，但鐵氧化物粉末自身對Sb（V）的吸附受pH 影響很大［15］。Ce 和γ-Fe2O3的共同負載，有利于提高磁性吸附劑的穩定性。此外，共沉淀法成本低且易操作，因此采用該方法將Ce 和γ-Fe2O3負載在4A 分子篩上合成新型磁性吸附劑。本文考察鈰鐵質量比對Sb（Ⅲ）和Sb（V）的吸附性能的影響，并通過一系列吸附批次實驗和表征方法探究其吸附行為和機理，以期為廢水的高效除銻提供新的思路。

1 實驗部分

1.1 實驗材料

4A 分子篩、三氯化鈰（CeCl3）、六水合氯化鐵（FeCl3·6H2O）、七水合硫酸亞鐵（FeSO4·7H2O）。將2.742 6 g酒石酸銻鉀（C8H4K2O12Sb2·3H2O）和2.159 2 g焦銻酸鉀（KSbO6H6）溶于1 000 mL 去離子水中，制備1 000 mg/L 的Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）儲備液，使用時稀釋至所需濃度。實驗所用藥劑均為分析純。

1.2 γ-Fe2O3的制備

將4.88 g FeCl3·6H2O 和3.32 g FeSO4·7H2O 溶解在80 mL 去離子水中，在劇烈攪拌下滴加10 mL 25%（質量分數）的NH3·H2O，繼續攪拌1 h，將得到的黑色沉淀物用去離子水洗滌3次，在150 ℃的空氣中加熱3 h，將烘干固體研磨成粉末狀。

1.3 吸附劑的制備

先在玻璃錐形瓶中加入100 mL去離子水，再將0.600 g 的CeCl3溶于100 mL 的去離子水中，然后用2.0 mol/L 的NaOH 調節溶液的pH 至10.0；向上述溶液中以1∶50 的固液質量比快速加入4A 分子篩，再快速加入γ-Fe2O3，隨后將錐形瓶置于恒溫搖床（25 ℃）中，以200 r/min的速度振蕩4 h；抽濾分離后得到紅棕色沉淀，用去離子水反復洗滌，在80 ℃下干燥10 h后置于干燥器內冷卻；最后將沉淀物研磨成細粉得到復合吸附劑，命名為4A@Ce-Fe，將4A@Ce-Fe 置于干燥器內備用。通過加入不同質量的γ-Fe2O3，得到不同的氯化鈰和γ-Fe2O3質量比（簡稱鈰鐵質量比，2∶1、3∶2、1∶1、1∶2、1∶3）的復合吸附劑。

1.4 吸附實驗

通過批次吸附實驗分別考察了Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的吸附動力學及溶液初始pH 和共存陰離子（Cl-、SO42-、HCO3-、NO3-和H2PO4-）對吸附的影響。所有批次實驗均在恒溫搖床（200 r/min）中進行，溫度為25 ℃，吸附劑投加量為1.0 g/L；用0.1 mol/L 的鹽酸或氫氧化鈉將溶液pH 調至7.0；在吸附時間分別為2、5、10、15、20、30、45、60、90、120、240、360、480、720 min條件下進行了動力學研究。采用準一級、準二級動力學模型分別對Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的吸附數據進行了擬合。

1.5 等溫線研究

在等溫線實驗中，將Sb（Ⅲ）和Sb（V）儲備液稀釋到不同的初始質量濃度（5~80 mg/L），用0.1 mol/L的鹽酸或氫氧化鈉將溶液pH 調至7.0 后，向溶液中加入1.0 g/L 的4A@Ce-Fe 后在恒溫搖床（200 r/min，25 ℃）中振蕩12 h。等溫線數據通過Langmuir、Freundlich等溫線模型進一步分析。

1.6 回用研究

為了評價4A@Ce-Fe 的可重用性，對其進行了4次吸附/解吸循環。在玻璃錐形瓶中，加入100 mL的1.0 mol/L 氫氧化鈉溶液，在恒溫搖床（200 r/min，25 ℃）中振蕩6 h，再生0.1 g廢吸附劑。用去離子水洗滌再生吸附劑并干燥，以確保在下一個循環前的條件相似。此外，再生吸附劑在pH=7.0條件下進行下一個循環的銻吸附實驗，以評價其可重用性。

1.7 銻的測定

本研究中所有吸附實驗重復3次。溶液經孔徑為0.45 μm 濾膜過濾后，通過電感耦合等離子原子發射光譜儀（ICP-OES，安捷倫725 型）測定吸附劑中Sb 的濃度和pH 影響實驗中的Ce 和Fe 的浸出濃度。吸附容量的計算公式如下：

式中：qt為t時刻的吸附容量，mg/g；C0和Ct分別是初始和t時刻的溶液中Sb 質量濃度，mg/L；V是溶液的體積，L；m是使用的吸附劑的質量，g。

1.8 吸附劑表征方法

采用比表面積分析儀（BET，Micromeritics ASAP 2460）測定了吸附劑的比表面積（SBET）和孔結構特征；用振動樣品磁強計（VSM，LakeShore 7404）在室溫下對4A@Ce-Fe 的磁性能進行了表征；采用掃描電子顯微鏡（SEM，蔡司Gemini 300）獲得了各種吸附劑的表面形貌；吸附劑的表面元素由能量色散X 射線光譜儀（EDS，牛津Xplore）點掃測定；通過X 射線粉末衍射分析（XRD，RIGAKUD/MAX-2550 VB/PC）得到了吸附劑的晶體結構；為了進一步確定吸附劑的表面官能團，采用傅里葉變換紅外光譜儀（FT-IR，Nicolet Nexus 6700）測定了吸附劑在400~4 000 cm-1處的紅外光譜圖；此外，樣品經消磁器退磁后采用壓片法制樣后使用導電膠固定，通過X 射線光電子能譜儀（XPS，Thermo Scientific ESCALAB 250X）分析了吸附劑吸附銻前后表面的元素組成和化學狀態。

2 結果與討論

2.1 鈰鐵質量比的影響

4A 分子篩負載Ce 和γ-Fe2O3后，吸附劑負載氧化物含量和吸附容量的變化情況分別如表1 和圖1所示。由圖1 可知，改性后的吸附劑對Sb（Ⅲ）的吸附容量明顯大于Sb（Ⅴ），且隨γ-Fe2O3的負載量升高兩者之間的吸附容量差距變大。吸附劑對Sb（Ⅲ）的吸附容量隨著負載鈰鐵質量比的降低先降低后升高，當鈰鐵質量比小于2時，吸附劑對Sb（Ⅲ）的吸附容量隨γ-Fe2O3負載量升高而增大，說明γ-Fe2O3的負載對Sb（Ⅲ）的吸附起主要作用。吸附劑對Sb（V）的吸附容量基本穩定，說明γ-Fe2O3的負載對吸附劑對Sb（V）的吸附容量影響不大，但過高的γ-Fe2O3負載量會使Sb（V）的吸附容量下降。當鈰鐵質量比為1∶3 時，γ-Fe2O3的負載量增加對Sb（Ⅲ）的吸附容量提升不大，而對Sb（V）的吸附容量卻出現下降趨勢。綜合考慮吸附容量和吸附劑磁性，選擇了合成4A@Ce-Fe的最佳鈰鐵質量比為1∶3，此時吸附劑對Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的吸附容量分別為41.18 mg/g和7.69 mg/g。

圖1 鈰鐵質量比對吸附容量的影響Fig.1 Effect of Ce and Fe mass ratio on adsorption capacity

表1 不同鈰鐵質量比吸附劑的氧化物含量Table 1 Oxide contents of adsorbent with different Ce and Fe mass ratios

2.2 吸附劑表征

通過SEM 和EDS 分別表征了4A 分子篩、4A@Ce-Fe和4A@Ce-Fe吸附Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）后的表面形態結構和元素組成，結果如圖2和圖3所示。由圖2 和圖3 可見，4A 分子篩表面平坦、光滑，呈立方體結構，而4A@Ce-Fe 表面結構變得不規則和粗糙，覆蓋上一層顆粒物，推測是Ce和γ-Fe2O3共沉淀在4A 分子篩表面。4A@Ce-Fe 的EDS 光譜中Ce 和Fe峰的出現，也證明了這兩種物質被成功地負載在4A 分子篩的表面。吸附Sb 后的4A@Ce-Fe 整體形貌結構沒有太大的變化，4A分子篩表面的顆粒物稍微有所增多。吸附后的EDS 中Sb 峰的出現證實了Sb 被4A@Ce-Fe 吸附，SEM 照片中觀察到的增多的顆粒物可能是被吸附在吸附劑表面的Sb。

圖2 4A和4A@Ce-Fe吸附銻前后的SEM照片Fig.2 SEM images of 4A and 4A@Ce-Fe before and after adsorption

圖3 4A和4A@Ce-Fe吸附銻前后的EDS圖Fig.3 EDS spectra of 4A and 4A@Ce-Fe before and after antimony adsorption

在室溫下研究了4A@Ce-Fe 的磁性能，測定出4A@Ce-Fe 的飽和磁化強度為23.70 emu/g。4A@Ce-Fe磁分離示意圖如圖4所示。由圖4可以看出，通過外加磁場可以快速地將吸附劑從水體中分離，磁分離性能良好。4A 和4A@Ce-Fe 的比表面積（SBET）分別為53.20 m2/g 和150.28 m2/g，總孔隙體積（Vtot）分別為2.64×10-2m3/g和0.202 m3/g。負載Ce和γ-Fe2O3后，4A@Ce-Fe的SBET和Vtot得到了很大改善，這可能是因為吸附劑制備中將pH調至10.0，鈰以氫氧化鈰形式存在，與γ-Fe2O3在4A 分子篩表面共沉淀，從而增大了比表面積。更大的比表面積意味著表面可能有更多的吸附位點，有利于銻的吸附。

圖4 4A@Ce-Fe磁分離示意圖Fig.4 Schematic diagram of 4A@Ce-Fe magnetic separation

通過XRD分析研究了不同材料的晶體結構，結果如圖5 所示。由圖5 可以觀察到，4A 分子篩的主峰結構與標準卡片峰一致，4A 分子篩的XRD 譜圖中主要是SiO2、Al2O3和Al2O3·SiO2·H2O 的峰。負載Ce 和γ-Fe2O3后，4A@Ce-Fe 的4A 分子篩主體結構依然完整。4A@Ce-Fe 在2θ為28.60°、47.43°和56.38°處出現新的峰，分別代表CeO2立方螢石結構在JCPDS 標準卡片（111）（220）和（311）的晶面；2θ為35.63°、57.27°和62.93°處出現新的峰，分別代表γ-Fe2O3的JCPDS標準卡片（311）（511）和（440）的晶面，證實了Ce、Fe的成功負載。

圖5 不同材料及標準卡片的XRD譜圖Fig.5 XRD patterns of different materials and standard cards

2.3 吸附等溫線

不同初始Sb（Ⅲ）、Sb（Ⅴ）濃度下，4A@Ce-Fe的吸附容量如圖6所示。由圖6可知，4A@Ce-Fe對Sb的吸附能力與Sb（Ⅲ）、Sb（Ⅴ）初始質量濃度呈正相關，這是因為高濃度的溶液提供了更大的推動力［16］。隨著Sb（Ⅲ）、Sb（Ⅴ）初始質量濃度的升高，對Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的吸附量分別升至50.50 mg/g和10.03 mg/g。

圖6 吸附等溫線擬合Fig.6 Fitting curves for adsorption isotherm

采用了Langmuir、Freundlich兩種吸附等溫線模型做進一步分析，結果見圖6，相應參數見表2。通過比較相關系數，發現Langmuir 等溫線模型可以更好地擬合Sb（Ⅲ）吸附數據，表明Sb（Ⅲ）在4A@Ce-Fe復合材料表面的吸附過程傾向于單層（化學）吸附［17］；而Langmuir、Freundlich 兩種吸附等溫線模型都能很好地擬合Sb（Ⅴ）的吸附數據，表明吸附Sb（Ⅴ）過程可能同時存在單層（化學）和多層（物理）吸附，為協同吸附。通過Langmuir 模型擬合計算，得到對Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的最大吸附容量分別為72.55 mg/g和15.78 mg/g。此外，Freundlich模型參數n代表吸附強度，當n大于1.00 時，意味著有利于吸附過程。對Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的吸附過程n均大于1.00，證明它們在4A@Ce-Fe 吸附劑表面的吸附過程易于進行［18］。

表2 吸附等溫線擬合參數Table 2 Fitting curve parameters for adsorption isotherm

將4A@Ce-Fe和文獻中報道的一些除銻吸附劑的吸附容量進行了對比，如表3所示。由表3可以看出，與現有的吸附劑相比，4A@Ce-Fe 具有一定優勢，有較好的應用前景。

表3 不同除銻吸附劑磁性和吸附能力對比Table 3 Comparison of magnetic and maximum Sb adsorption capacities on different adsorbents

2.4 吸附動力學

4A@Ce-Fe 的吸附動力學數據如圖7 所示。由圖7可知，在前120 min，由于存在大量空閑的吸附位點和高濃度梯度差，Sb被迅速吸附在4A@Ce-Fe上，達到了90%的平衡吸附能力；隨后直至720 min，吸附容量逐漸增大直至穩定，故選取720 min為吸附平衡時間。采用準一級動力學和準二級動力學模型對4A@Ce-Fe 吸附Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的過程進行擬合，其擬合圖、擬合參數分別如圖7和表4所示。由表4可知，4A@Ce-Fe 吸附Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的擬合更符合準二級動力學模型，且通過準二級動力學模型計算的理論吸附容量Qe，cal與實驗吸附容量Qe，exp最接近，這表明電子共用或電子轉移是吸附動力的主要來源，且以化學吸附為主。

圖7 吸附動力學擬合曲線Fig.7 Fitting curves for adsorption kinetic

表4 吸附動力學擬合參數Table 4 Fitting curve parameters for adsorption kinetic

2.5 初始pH和吸附劑穩定性研究

pH 決定了Sb 的存在形態，因此測定了不同初始pH 情況下4A@Ce-Fe 對Sb 的吸附效果，結果如圖8 所示。由圖8 可知，Sb（Ⅲ）在堿性條件下傾向于以Sb2O3沉淀形式存在，因此Sb（Ⅲ）的吸附實驗在pH 為2.0~7.0 條件下進行，且此時4A@Ce-Fe 對Sb（Ⅲ）的吸附量基本保持穩定，在pH 為2.0~4.0 時吸附容量略有降低（見圖8a）。由圖8b可看出，pH顯著影響著4A@Ce-Fe對Sb（Ⅴ）的吸附容量。當pH=2.0時4A@Ce-Fe 的吸附容量達到最大值（17.97 mg/g）；在pH為2.0~5.0時吸附容量隨pH上升而迅速下降；在pH為5.0~10.0時趨于穩定，而純γ-Fe2O3在pH為5.0~9.0 時吸附容量都在持續下降［14］，4A 分子篩的主體結構和Ce的負載提高了吸附劑的穩定性。

圖8 溶液初始pH對吸附的影響及Ce、Fe釋放情況Fig.8 Effect of solution pH on adsorption and release concentration of Ce and Fe

為了研究吸附劑的潛在風險和穩定性，測定了不同初始pH條件下4A@Ce-Fe中Ce和Fe的釋放質量濃度，結果如圖8所示。由圖8可知，在pH=2.0時，吸附Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）后，Ce 的釋放質量濃度分別為5.77 mg/L 和5.24 mg/L，Fe 的釋放質量濃度分別為0.51 mg/L 和0.54 mg/L。這顯然是由于在強酸性條件下，Ce和Fe在吸附劑表面的溶解。在pH>3.0時，則沒有顯著的Ce和Fe釋放出現。當pH為4.0~10.0時4A@Ce-Fe 具有去除Sb 的潛力，沒有Ce、Fe 溶出的風險。

2.6 共存陰離子

考察了5 種常見的共存陰離子（Cl-、HCO3-、H2PO4-、SO42-和NO3-）對Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）在4A@Ce-Fe上吸附的影響，結果如圖9 所示。由圖9 可知，Cl-、SO42-和NO3-對Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的吸附容量的影響較小，均小于10%。然而，溶液中HCO3-和H2PO4-的存在顯著降低了吸附容量，對Sb（Ⅲ）的吸附容量分別下降為空白組的83.30%和72.55%，對Sb（Ⅴ）的吸附容量分別下降為空白組的56.82%和13.35%。HCO3-引起的干擾可能是由于HCO3-水解產生的OH-與Sb（OH）6-之間的競爭性吸附所致。磷和銻都位于ⅤA 族中，因此具有相似的化學性質，推測是H2PO4-與Sb（OH）3或Sb（OH）6-對吸附位點的強烈競爭，導致吸附銻的能力急劇下降，這與銻在磁性污泥復合材料［24］上的吸附具有相似性。

圖9 共存陰離子影響Fig.9 Effect of coexisting anion

2.7 回用研究

為研究4A@Ce-Fe 的可回用性，進行了4 次吸附/解吸循環實驗，結果見圖10。用1.0 mol/L的氫氧化鈉解吸后，1次和2次回用后對Sb（Ⅲ）的吸附容量分別下降到初始的87.15%和80.08%，這可能是由于Sb（Ⅲ）和4A@Ce-Fe 之間存在部分較強的結合鍵，增加了活性位點回用的難度。經過4次吸附/解吸循環后，4A@Ce-Fe 對Sb（Ⅲ）的吸附容量仍有初始的70.88%左右，具有較好的回用價值。然而，吸附Sb（Ⅴ）后的4A@Ce-Fe僅使用1.0 mol/L的氫氧化鈉解吸回用1次后，吸附容量就降至初始的49.85%，這可能是由于Sb（V）與吸附劑活性位點之間的緊密結合，使解吸變得十分困難。

圖10 回用影響Fig.10 Effect of recycling

2.8 吸附機理

吸附劑吸附前后的FT-IR 圖見圖11。由圖11可知，4A@Ce-Fe吸附Sb前后紅外光譜基本一致，表明材料的基本結構沒有發生改變。在1 004 cm-1處為Si—O—Si鍵的不對稱伸縮振動峰，表明非對稱的Si—O—Si 及聚合多面體聚合形成分子篩的骨架結構［25］。555 cm-1處的峰可能與O—Ce—O 的拉伸有關［26］，表明了Ce 成功負載到4A 分子篩上。3 300~3 600 cm-1處的寬峰和1 652 cm-1處的特征峰分別對應羥基官能團的伸縮振動和彎曲振動峰，表明吸附劑中存在大量的羥基，吸附Sb 后峰向低波數位移，這可能是由于—OH 與Sb 之間的化學配位鍵作用導致的［27］。

圖11 吸附劑吸附前后FT-IR圖Fig.11 FT-IR spectra of adsorbents before and after adsorption

吸附前后的XPS 譜圖見圖12 和圖13。由圖12可知，在4A@Ce-Fe的XPS全譜圖中，可以清晰地識別出Fe 2p和Ce 3d的特征峰，證實了4A分子篩表面上Ce和Fe的存在。在530 eV左右，與Sb 3d對應的新峰表明Sb 被吸附。由圖13a 可見，吸附銻前后的O 1s 光譜可以拆分成M—O（529.8~530.1 eV）和M—OH（530.5~531.3 eV）兩個氧峰。根據峰面積計算各成分的相對含量。吸附前4A@Ce-Fe 的M—OH 鍵占比為75.92%，而吸附Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）后，吸附劑中M—OH 占比分別下降到66.76%和69.73%。M—OH 數量的減少符合FT-IR 光譜的結果，這可能是由于表面羥基與銻發生配位作用，形成了M—O—Sb球內表面復合物。

圖12 XPS總譜圖Fig.12 XPS total spectra

圖13 XPS分峰擬合Fig.13 XPS peak fitting

吸附前后的Sb 3d 高分辨譜圖見圖13a，去除O 1s 的貢獻后對Sb 進行分峰擬合。由圖13a 可知，吸附Sb（Ⅲ）的Sb 3d 可以分為Sb 3d3/2（539.4 eV、540.3 eV）和Sb 3d5/2（530.0 eV、530.9 eV）兩組峰，其中530.9 eV 和540.3 eV 都是典型Sb（Ⅴ）峰，說明部分Sb（Ⅲ）被氧化為Sb（Ⅴ）。吸附Sb（Ⅴ）的Sb 3d分為Sb 3d3/2（540.3 eV）和Sb 3d5/2（530.9 eV）兩個峰，兩者都是Sb（Ⅴ）的特征峰。為了進一步研究Ce 在吸附Sb 過程中的影響因素，將銻吸附前后的Ce 3d光譜擬合成8個峰，見圖13b。由圖13b可知，結合能為882.4、897.9、888.8、902.0、907.3、916.7 eV 的峰為Ce（Ⅳ），另外位于885.9、903.5 eV 處的兩個峰為Ce（Ⅲ）［28］。從峰面積可知，吸附Sb（Ⅲ）后Ce（Ⅳ）的占比從92.99%下降到77.13%。Ce（Ⅳ）/Ce（Ⅲ）的氧化還原電位為1.42 V，而Sb（Ⅴ）/Sb（Ⅲ）的氧化還原電位為0.69 V，Ce（Ⅳ）/Ce（Ⅲ）的氧化還原電位較高，因此，由于4A@Ce-Fe 表面Ce 的存在，部分Sb（Ⅲ）被氧化為Sb（Ⅴ）。

吸附Sb 前后的Fe 2p 譜圖見圖13c。由圖13c可知，710.5 eV 和723.8 eV 處兩個主要峰分別對應于標準γ-Fe2O3的Fe 2p3/2和Fe 2p1/2，719.0 eV 處的衛星峰也是γ-Fe2O3的特征峰［29］，進一步證實了γ-Fe2O3的成功負載。吸附前后，鐵的結合能沒有發生偏移，這可能是因為Fe（Ⅲ）通過離子交換或絡合作用而吸附Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）［30］。

根據以上分析，Sb 在4A@Ce-Fe 表面可能的吸附機理，包括離子交換、表面絡合和氧化還原反應，其中M—O—Sb 配合物的形成對Sb 的吸附起主要作用。

3 結論

采用共沉淀法成功制備出一種除銻吸附劑4A@Ce-Fe，并研究了其除銻性能和機理。結果表明，在pH=7.0 時，4A@Ce-Fe 對Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的最大吸附容量分別達到50.50 mg/g 和10.03 mg/g。Langmuir 等溫線可以更好地擬合Sb（Ⅲ）的吸附，Langmuir、Freundlich 兩種吸附等溫線都能很好地擬合Sb（Ⅴ）的吸附。Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）在4A@Ce-Fe上的吸附均符合準二級動力學模型，表明主要是化學吸附。4A@Ce-Fe 的飽和磁化強度為23.70 emu/g，易于磁分離，水中常見離子對吸附干擾較小。在pH 為4.0~10.0 時有較好的吸附效果，且沒有Ce、Fe溶出的風險。Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）在4A@Ce-Fe上可能的吸附機理包括離子交換、表面絡合和氧化還原反應，其中M—O—Sb 配合物的形成對Sb 的吸附起主要作用。