人工湿地基质对磺胺甲恶唑和六价铬复合污染的吸附性能

李国婉，黄柱坚，黎华寿，邱建贺，崔理华*

（1.华南农业大学资源环境学院，广州 510642；2.深圳市北林苑景观及建筑规划设计院有限公司博士后工作站，广东 深圳 518055；3.佛山市玉凰生态环境科技有限公司，广东 佛山 528200）

抗生素和重金属复合污染带来的联合毒性已经引起国际社会广泛关注[1]。磺胺类抗生素（Sulfon-amides，SAs）作为医疗、水产养殖业主要应用的抗生素种类，在水环境中普遍存在。磺胺甲恶唑（Sulfa-methoxazole，SMZ）是水环境中检出率最高的SAs 种类，对水生态系统构成很大风险，甚至对人体有致癌风险[2-3]。铬（Cr）广泛应用于工业和畜禽养殖业，Cr的稳定态Cr（Ⅵ）可在土壤、植物、河流和饮用水等环境中高频检出，也具有生态毒性和人体致癌风险[4]。SMZ 和Cr（Ⅵ）的复合污染及其带来的潜在风险不容忽视[5]。因此，我们需要探寻协同去除水环境中SMZ和Cr（Ⅵ）的有效技术方法。

人工湿地（Constructed wetlands，CWs）是一种能有效控制抗生素和重金属复合污染的生态技术。吸附和微生物降解途径通常可以有效控制抗生素和重金属复合污染[6-7]。人工湿地因兼具吸附和微生物降解以及植物吸收作用而表现出较好的抗生素和重金属复合污染控制效果[8]。基质吸附在人工湿地去除SMZ 中具有重要贡献[9]。基质吸附Cr（Ⅵ）并将其还原为Cr（Ⅲ）是人工湿地去除Cr（Ⅵ）的主要途径[10]。目前关于利用人工湿地控制SMZ 和Cr（Ⅵ）复合污染的研究比较缺乏，尤其能够协同吸附SMZ 和Cr（Ⅵ）的人工湿地基质种类尚无报道。

基质吸附是人工湿地去除抗生素和重金属的重要途径。沸石、蛭石和砾石等基质较早应用于人工湿地[11]。卢少勇等[12]更是研究了沸石、河砂、火山岩、砾石和土壤等29 种基质对污染物的吸附性能。蛭石和沸石甚至对多种污染物的总体吸附能力强于其他基质[13]。河砂对SMZ具有一定的吸附能力，对重金属铜的吸附去除更优于其他污染物[14-15]。泥炭和水稻土对SMZ 也具有一定的吸附能力，水稻土对SMZ 的吸附明显高于耕作土[16-17]。硅藻土因具有丰富的孔隙结构、较大的比表面积、较高的二氧化硅含量以及丰富的含氧官能团而表现出优异的阴离子吸附效果[18]。钾长石因钾离子较强的阳离子交换能力表现出对重金属铅的良好吸附性能[19]。高炉渣对Cr（Ⅵ）具有较高的吸附去除率[20]。目前人工湿地基质对SMZ 和Cr（Ⅵ）的吸附研究较少，缺乏多种基质同一条件下吸附SMZ 和Cr（Ⅵ）的对比研究，更缺乏SMZ 和Cr（Ⅵ）吸附互相影响的对比研究。因此，本研究以蛭石、沸石、河砂、泥炭、水稻土、高炉渣、硅藻土、火山岩、钾长石和砾石10 种基质作为吸附材料，通过批次吸附试验来比较不同基质对SMZ 和Cr（Ⅵ）的单吸附和共吸附性能，为人工湿地控制SMZ 和Cr（Ⅵ）复合污染提供基质筛选依据。

1 材料与方法

1.1 试剂和材料

SMZ 标准品（>99%）和甲醇（CH3OH）为高效液相色谱级；重铬酸钾（K2Cr2O7）、氢氧化钠（NaOH）、盐酸（HCl）和三氯甲烷（CHCl3）均为分析纯；去离子水电阻率保持在18.25 MΩ·m。pH 计[STARTER 2100/3C Pro-B，奥豪斯仪器（上海）有限公司]；紫外-可见光分光光度计[UV-2600，岛津企业管理（中国）有限公司]。

称取（0.500 0±0.000 5）g SMZ 溶解于CH3OH，定容至50 mL 容量瓶，得到10.0 g·L-1的SMZ 标准储备液。称取于120 ℃干燥2 h的K2Cr2O7（0.282 9±0.000 5）g溶解于水，定容至1 L 容量瓶，得到100.0 mg·L-1的Cr（Ⅵ）标准储备液。以上2 种标准储备液均储存于棕色瓶，保存于4 ℃，用于配制不同浓度SMZ和Cr（Ⅵ）标准使用液。使用0.1 mol·L-1NaOH 和0.1 mol·L-1HCl 调节溶液的pH。采集的样品首先在4 000 r·min-1条件下离心10 min，取上清液用0.22µm 滤头过滤，再测定滤液中的SMZ和Cr（Ⅵ）浓度。

10 种人工湿地基质为蛭石、沸石、河砂、泥炭、水稻土、高炉渣、硅藻土、火山岩、钾长石和砾石。蛭石、沸石、河砂、泥炭、水稻土、高炉渣、钾长石和砾石均来自广东省，硅藻土购自天津市，火山岩购自河北张家口。10 种基质的形态和物理化学性质分别见图1 和表1。蛭石具有200~7 000 nm 大孔、高孔体积的镁铝铁硅酸盐层状结构[21]。沸石是一种典型的多孔结构无机阳离子交换剂[22]。河砂是一种含硅氧烷、硅官能团、铝钾等阳离子的基质[22-23]。泥炭是具有纤维骨架、孔隙结构和有机物的碳质吸附剂[24]。水稻土具有硅酸盐层状结构[25]。硅藻土是一种圆盘状和圆柱形以及具有大量纳米孔的高硅基质[26]。钾长石是表面光滑平整、边角分明、晶体结构特征显著的硅酸盐矿物[27]。高炉渣为不规则粒状结构[28]。火山岩是以表面铝钙为主的高孔隙基质[22]。砾石是表面粗糙的传统人工湿地基质[29]。

表1 不同基质主要成分和物理化学性质Table 1 Main components and physicochemical properties of different substrates

图1 不同基质SEM图[21-22，24-29]Figure 1 SEM of different substrates[21-22，24-29]

1.2 检测方法

使用超高效液相色谱/质谱联用仪Waters Xevo TQ-S（Waters Corp.，Milford，MA，美国）测定SMZ 浓度[37]。色谱柱条件为ACQUITY UPLC®BEH C18（2.1 mm×50 mm，1.7 µm），柱温35 ℃。流动相A 为0.1%甲酸（V/V）的水溶液，流动相B 为0.1%甲酸的甲醇溶液。SMZ 使用梯度洗脱优化分离：0~1 min，5%~50%A，1~2 min，50%~5%A，2~3 min，5%A；流速为0.4 mL·min-1，25 ℃自动进样5µL。采用三重四极杆串联质谱检测器，离子源为ESI源正离子模式，离子源电压为3.26 kV，温度控制在130 ℃。使用二苯碳酰二肼分光光度法（GB/T 7467—1987）测定滤液中Cr（Ⅵ）浓度。

1.3 批次吸附试验

1.3.1 吸附动力学曲线

在100 mL 锥形瓶中分别加入50 mL 初始浓度为1.0 mg·L-1的吸附质标准使用液，吸附质分为3类：（1）SMZ；（2）Cr（Ⅵ）；（3）SMZ和Cr（Ⅵ）。SMZ和Cr（Ⅵ）混合溶液使用同等浓度，吸附质标准使用液用去离子水稀释储备液得到。调节溶液pH 为7.0，分别称取研磨过100 目筛（0.15 mm）的基质各（0.050 0±0.000 5）g，置于锥形瓶中，吸附剂量为1.0 g·L-1，混合均匀，加入0.3%抑菌剂CHCl3，用硅胶塞密封，放入恒温摇床中，在25 ℃、150 r·min-1的条件下振荡72 h，在0、0.5、1、2、4、8、16、24、48、72 h 取样，测定不同吸附时间溶液中SMZ和Cr（Ⅵ）残留浓度。

1.3.2 吸附等温线

设置吸附质标准使用液的初始浓度分别为0、0.1、0.2、0.4、0.6、0.8、1.0、1.2、1.6、2.0 mg·L-1，振荡时间为24 h，其他操作同1.3.1。

1.3.3 pH对吸附的影响

设置初始pH 为3.0、4.0、5.0、6.0、7.0、8.0、9.0，振荡时间为24 h，其他操作同1.3.1。

1.4 数据统计方法

SMZ和Cr（Ⅵ）的吸附量通过如下公式计算：

式中：qt是t时刻的吸附量，mg·g-1；C0是SMZ或Cr（Ⅵ）的初始浓度，mg·L-1；Ct是t时刻溶液中的SMZ 或Cr（Ⅵ）浓度，mg·L-1；V是溶液体积，L；m是基质的质量，g。

使用准一级动力学模型、准二级动力学模型和Weber and Morris 颗粒内扩散模型进行动力学分析，模型分别如下[38]：

式中：qe是吸附平衡时基质吸附的SMZ 或Cr（Ⅵ）的量，mg·g-1；qt是t时刻的吸附量，mg·g-1；k1为准一级反应速率常数，h-1；k2为准二级反应速率常数，g·mg-1·h-1；kid是孔内扩散速率常数，mg·g-1·h-1/2；Ci是与孔内表面吸附相关的常数。

使用Freundlich、Langmuir 和Henry 等温吸附模型进行吸附等温线分析。模型分别如下[39]：

式中：qe是吸附平衡时基质吸附的SMZ 或Cr（Ⅵ）的量，mg·g-1；Ce是平衡时SMZ或Cr（Ⅵ）的浓度，mg·L-1；kF是与吸附容量有关的特征参数，mgn-1·Ln·g-1；nF是与吸附强度有关的特征参数；qm，L是最大吸附容量，mg·g-1；kL是与吸附容量和吸附自由能相关的特征参数，L·mg-1；KHN是与吸附能相关的特征参数，L·g-1。

采用OriginPro 8.6 数据分析软件计算Pearson 相关系数，显著性水平设定为0.05。

2 结果与讨论

2.1 吸附动力学

2.1.1 关键动力学过程

SMZ 和Cr（Ⅵ）的吸附量与动力学模型速率常数的相关系数如表2 所示。准二级动力学模型（R2≥0.993）比准一级动力学模型（R2≥0.583）能更好地描述SMZ和Cr（Ⅵ）在各基质上的单吸附和共吸附过程，表明SMZ 和Cr（Ⅵ）的吸附以物理化学反应为主。内扩散过程可划分为体积扩散、大孔扩散和微孔扩散三个阶段[40]。SMZ 和Cr（Ⅵ）的三阶段颗粒内扩散模型不通过原点（Ci>0），表明除了物理化学反应，内扩散同步推动了SMZ 和Cr（Ⅵ）的吸附。单吸附中，SMZ 和Cr（Ⅵ）吸附量均与kid1和kid2显著正相关（P<0.05），表明体积扩散和大孔扩散决定了SMZ 和Cr（Ⅵ）的单独吸附过程。共吸附中，SMZ吸附量与各速率常数无显著相关性（P>0.05），Cr（Ⅵ）吸附量与k2和kid3均显著正相关（P<0.05），表明共吸附中SMZ可能先与基质互相作用，Cr（Ⅵ）与SMZ 产生表面络合，内扩散对SMZ吸附的影响减弱，表面络合对Cr（Ⅵ）吸附的影响显著增强，同时Cr（Ⅵ）的电中和反应被明显削弱。静电作用和表面络合是抗生素和Cr（Ⅵ）共吸附的主要物理化学反应[41]。抗生素存在下，Cr（Ⅵ）处于还原状态，作为吸电子基团与抗生素中的供电子基团络合[42]。因此，表面络合和静电作用可能是影响SMZ和Cr（Ⅵ）共吸附的关键动力学过程。

表2 SMZ和Cr（Ⅵ）吸附量与动力学模型速率常数的相关系数Table 2 Correlation coefficient between adsorption amount of SMZ and Cr（Ⅵ）and kinetic model parameters

2.1.2 颗粒内扩散

不同基质吸附SMZ 和Cr（Ⅵ）的颗粒内扩散模型如图2 所示。单吸附中，SMZ 和Cr（Ⅵ）在各基质上的体积扩散最快，各基质可吸附0.35~0.54 mg·g-1SMZ和0.51~0.97 mg·g-1Cr（Ⅵ）。共吸附中，Cr（Ⅵ）增强了SMZ在各基质上的大孔扩散和物理化学反应，吸附量提高至0.45~0.51 mg·g-1，表现出蛭石>沸石>河砂>泥炭>水稻土>高炉渣>硅藻土>火山岩>砾石>钾长石；SMZ 减缓了Cr（Ⅵ）在各基质上内扩散，吸附量降低至0.48~0.49 mg·g-1，表现为泥炭>水稻土>火山岩>蛭石>沸石>硅藻土>钾长石>河砂>砾石>高炉渣。各基质使用成本表现出钾长石>蛭石>硅藻土>砾石>高炉渣>沸石>水稻土>河砂>火山岩>泥炭，建议在去除SMZ 方面优先使用沸石、河砂、泥炭和水稻土等高吸附量低成本的基质，在去除Cr（Ⅵ）方面优先使用泥炭、水稻土和火山岩等高吸附量低成本的基质，其中泥炭和水稻土是具有去除SMZ 和Cr（Ⅵ）协同效益的基质。重金属与抗生素形成络合物后，优先通过重金属的桥梁作用与基质互相作用，从而增强基质对抗生素的吸附量[43]，尤其高比表面积、结合位点丰富和有利于颗粒内扩散的基质表现出更高的SMZ吸附量，Cr（Ⅵ）导致基质表面Zeta电位大幅下降，Cr（Ⅵ）静电吸附能力大幅减弱，抗生素静电作用反而小幅增强[42]。共吸附中，伴随颗粒内扩散产生的SMZ 与Cr（Ⅵ）的表面络合是SMZ 吸附量提升的主要原因，静电吸附减弱是Cr（Ⅵ）吸附量下降的主要原因。

图2 不同基质吸附SMZ和Cr（Ⅵ）的颗粒内扩散模型Figure 2 Intraparticle diffusion model of SMZ and Cr（Ⅵ）adsorption on different substrates

2.1.3 动力学过程聚类分析

不同基质吸附SMZ 和Cr（Ⅵ）的动力学聚类分析如图3 所示。单吸附中，SMZ 吸附以蛭石、河砂、沸石、泥炭和水稻土归为一大类，Cr（Ⅵ）吸附以泥炭和火山岩归为一大类，表明基质吸附SMZ 和Cr（Ⅵ）的动力学过程差异较大。蛭石、河砂、沸石、泥炭和水稻土因高阳离子交换量、高微孔体积、多孔结构、疏水特征和电子供体特性对SMZ 吸附过程更相近[16，42]。泥炭和火山岩因较高的正电性为Cr（Ⅵ）静电吸附创造了相近的条件[31，36]。共吸附中，SMZ 在水稻土上的吸附和Cr（Ⅵ）在火山岩上的吸附与单吸附不再是同一大类，不同基质对SMZ 和Cr（Ⅵ）的吸附差异（距离）缩小，表明SMZ 和Cr（Ⅵ）会互相强化两者在各基质上的吸附动力学，以水稻土和火山岩变化较大。水稻土高有机质含量是引起SMZ 吸附过程受Cr（Ⅵ）还原影响的重要因素[10，17]。火山岩吸附Cr（Ⅵ）发生变化与其堆积密度较小且孔隙率较高密切相关[44]。

图3 不同基质吸附SMZ和Cr（Ⅵ）的动力学聚类分析Figure 3 Cluster analysis of SMZ and Cr（Ⅵ）adsorption kinetics on different substrates

2.2 吸附等温线及其聚类分析

2.2.1 吸附等温线

不同基质吸附SMZ 和Cr（Ⅵ）的Freundlich 吸附等温线如图4 所示。Freundlich 模型（R2≥0.839）比Henry 模型（R2≥0.748）和Langmuir 模型（R2≥0.557）能更好地描述SMZ 和Cr（Ⅵ）在各基质上的吸附，表明SMZ 和Cr（Ⅵ）的吸附接近多层吸附。研究证实Freundlich 模型确实能更好地描述SMZ 和Cr（Ⅵ）的吸附[20，45]。nF在2~10、1~2 和<1 范围内分别代表了强吸附、中等吸附和弱吸附[46]。SMZ 在各基质上为弱吸附（0.695~0.742），Cr（Ⅵ）的吸附强度因基质不同存在较大差异（0.510~3.186）；同一基质吸附Cr（Ⅵ）的强度高于SMZ，但是SMZ 的吸附容量高于Cr（Ⅵ）。相较于单吸附，共吸附中钾长石、高炉渣、火山岩和砾石对SMZ 的吸附容量分别提升10%、10%、21%和25%；对Cr（Ⅵ）吸附容量分别提升166%、71%、104%和658%，表明SMZ和Cr（Ⅵ）可以促进彼此在钾长石、高炉渣、火山岩和砾石上吸附容量的提升。SMZ和重金属铅就可以促进彼此吸附容量的提升[47]。从吸附容量看，火山岩是协同吸附SMZ 和Cr（Ⅵ）最具成本效益的基质，其次是砾石。

图4 不同基质吸附SMZ和Cr（Ⅵ）的Freundlich吸附等温线Figure 4 Freundlich isotherm of SMZ and Cr（Ⅵ）adsorption on different substrates

相较于单吸附，共吸附中相同浓度下蛭石、沸石、

河砂、泥炭、水稻土和硅藻土对SMZ 的吸附量基本不变，钾长石、高炉渣、火山岩和砾石对SMZ 的吸附量上升，表明Cr（Ⅵ）对SMZ 吸附的抑制较小，以促进作用为主。重金属对抗生素吸附的促进或抑制因重金属种类和含量存在差异[48]。SMZ 与Cr（Ⅵ）络合后通过Cr（Ⅵ）与富含Fe、Al 和Ca 的钾长石、高炉渣、火山岩和砾石配体交换增加吸附量。共吸附中相同浓度下蛭石、沸石和河砂对Cr（Ⅵ）的吸附量基本不变，泥炭和水稻土对Cr（Ⅵ）的吸附量下降，硅藻土、钾长石、高炉渣和火山岩对Cr（Ⅵ）的吸附量低浓度处降低、高浓度处升高，砾石对Cr（Ⅵ）的吸附量上升，表明SMZ 对Cr（Ⅵ）吸附的影响因基质种类存在较大差异。蛭石、沸石和河砂对Cr（Ⅵ）的静电吸附、离子交换和表面络合几乎不受SMZ 影响[49]，SMZ 削弱了泥炭和水稻土对Cr（Ⅵ）的电中和效应，高浓度Cr（Ⅵ）与硅藻土、钾长石、高炉渣、火山岩和砾石表面的羟基交换可能被SMZ 强化[50]。砾石是SMZ 和Cr（Ⅵ）吸附互相促进最明显的基质种类。

2.2.2 吸附等温线聚类分析不同基质吸附SMZ 和Cr（Ⅵ）的等温线聚类分析如图5所示。单吸附中，火山岩和砾石因SMZ 吸附量均较低归为一大类，泥炭因Cr（Ⅵ）吸附量最高单独为一大类。共吸附中，钾长石和高炉渣因SMZ 吸附量明显较高归为一大类，砾石因Cr（Ⅵ）吸附量最高单独为一大类。火山岩和砾石因较低的微孔体积和阳离子交换量对SMZ 吸附量偏低，泥炭不仅可以通过离子交换、表面络合吸附Cr（Ⅵ），而且静电作用发挥了最大作用[16]。高孔隙率是高炉渣和砾石吸附性能更好的重要原因[44]。SMZ 和Cr（Ⅵ）会互相影响两者在各基质上的吸附等温线，以钾长石、高炉渣、泥炭、火山岩和砾石变化较大。

图5 不同基质吸附SMZ和Cr（Ⅵ）的等温线聚类分析Figure 5 Cluster analysis of SMZ and Cr（Ⅵ）adsorption isotherms on different substrates

2.3 pH对吸附的影响

2.3.1 不同初始pH下SMZ和Cr（Ⅵ）的吸附量

不同初始pH 条件下各基质对SMZ 和Cr（Ⅵ）的吸附量见图6。SMZ 和Cr（Ⅵ）在各基质上的吸附具有很高的pH 依赖性，并且随着pH 升高而递减。pH<6，Cr（Ⅵ）以HCrO4-形态存在；pH>6，Cr（Ⅵ）以CrO2-4形态存在；随着pH 升高，基质上带正电荷的官能团减少，与负电荷Cr（Ⅵ）的静电吸引降低是Cr（Ⅵ）吸附量随pH 升高而降低的主要原 因[51]。SMZ 的pKa，1和pKa，2分别为1.7 和5.6；pH 为3~9 时，pH<5.6，SMZ 以SMZ0、SMZ-和SMZ+的形态存在；pH>5.6，SMZ 以SMZ0和SMZ-形态存在；随着pH 升高，基质上带正电荷的官能团减少，与SMZ-的静电吸引减少，但是SMZ0才是主导SMZ 吸附量的主要因素[52]。静电作用对Cr（Ⅵ）吸附的影响明显大于SMZ。酸性pH 条件下，Cr（Ⅵ）明显削减了SMZ 吸附量，但是SMZ 促使Cr（Ⅵ）吸附量明显提升，表明随着pH 降低SMZ 对Cr（Ⅵ）电中和反应的削弱是递减的。共吸附中，酸性pH 下泥炭和火山岩对SMZ 和Cr（Ⅵ）的吸附量均高于其他基质，在pH=3 时泥炭可吸附0.52 mg·g-1SMZ 和0.96 mg·g-1Cr（Ⅵ），火山岩可吸附0.39 mg·g-1SMZ 和0.92 mg·g-1Cr（Ⅵ）。酸性pH环境非常有利于SMZ吸附和Cr（Ⅵ）络合与还原，火山岩的高孔隙率有利于通过孔隙填充和氢键吸附SMZ，泥炭中腐植酸非常有利于Cr（Ⅵ）在酸性环境下的吸附[53-54]。以上结果表明，泥炭和火山岩是酸性pH 环境下协同吸附SMZ 和Cr（Ⅵ）最具成本效益的基质。

图6 不同初始pH条件下各基质对SMZ和Cr（Ⅵ）的吸附量Figure 6 Adsorption amount of SMZ and Cr（Ⅵ）on various substrates under different initial pH conditions

2.3.2 pH响应特征聚类分析

不同初始pH 条件下各基质吸附SMZ 和Cr（Ⅵ）的聚类分析见图7。单吸附中，SMZ 吸附以蛭石、高炉渣、河砂和硅藻土归为一大类，Cr（Ⅵ）吸附以泥炭单独为一大类。共吸附中，SMZ吸附以泥炭单独为一大类，Cr（Ⅵ）吸附以泥炭和火山岩归为一大类。蛭石、高炉渣、河砂和硅藻土在pH 为3~9 时呈电负性，静电斥力对SMZ 吸附量的削减逐渐衰弱，甚至碱性条件下SMZ 在高炉渣上的吸附量都没有因Cr（Ⅵ）存在而降低[18，20，55-56]。泥炭对SMZ 的吸附以氢键、疏水作用和π-π EDA 作用为主，几乎不受Cr（Ⅵ）影响[16]。Cr（Ⅵ）在泥炭上的吸附量随pH 增加并没有大幅下降，泥炭吸附Cr（Ⅵ）对静电吸引的依赖性低于其他基质。一般共吸附中，pH 响应特性保持不变，但是pH 响应程度发生变化[57]。SMZ 和Cr（Ⅵ）会互相影响两者对pH的响应程度，以火山岩和泥炭变化较大。

图7 不同初始pH条件下各基质吸附SMZ和Cr（Ⅵ）的聚类分析Figure 7 Cluster analysis of SMZ and Cr（Ⅵ）adsorption on various substrates under different initial pH conditions

3 结论

（1）物理化学反应和内扩散是基质吸附SMZ 和Cr（Ⅵ）的同步动力学过程，体积扩散和大孔扩散决定了SMZ 和Cr（Ⅵ）的单独吸附过程；Cr（Ⅵ）增强了SMZ的物理化学吸附，SMZ增强了Cr（Ⅵ）的微孔扩散和物理化学吸附；共吸附中以SMZ 和Cr（Ⅵ）在水稻土和火山岩上的吸附动力学变化较突出。

（2）SMZ 和Cr（Ⅵ）在基质上的吸附为多层吸附，SMZ 和Cr（Ⅵ）可以互相促进彼此在钾长石、高炉渣、火山岩和砾石上的吸附容量提升；共吸附中，Cr（Ⅵ）对SMZ 吸附等温线的影响以促进作用为主，SMZ 对Cr（Ⅵ）吸附等温线的影响因基质不同存在较大差异，以砾石为SMZ 和Cr（Ⅵ）互相促进最明显的基质。钾长石、高炉渣、火山岩、砾石均是有利于SMZ和Cr（Ⅵ）协同吸附的基质。

（3）酸性pH 环境非常有利于SMZ 和Cr（Ⅵ）吸附，SMZ和Cr（Ⅵ）不会改变彼此的pH响应特性，但是改变了pH响应程度，以泥炭和火山岩是酸性pH环境下最有利于SMZ和Cr（Ⅵ）协同吸附的基质。