蘇文龍，李科林，侯紅波，成應向

(1.中南林業(yè)科技大學環(huán)境科學與工程學院，湖南長沙 410004；2.湖南省環(huán)境保護科學研究院水污染控制技術湖南省重點實驗室，湖南長沙 410004)

芬頓法具有操作簡便、氧化能力強、反應速率快等優(yōu)點，在焦化、制藥和造紙等行業(yè)難降解有機廢水深度處理領域有較廣泛的應用[1-4]。經(jīng)典芬頓體系主要利用Fe2+催化H2O2產(chǎn)生具有強氧化作用的羥基自由基(·OH)氧化有機污染物，反應后需加堿調(diào)節(jié)pH值，生成Fe(OH)3等膠體，絮凝、吸附廢水中的有機物和懸浮物等共同沉淀，產(chǎn)生大量芬頓污泥[5]。傳統(tǒng)的芬頓污泥處理方法包括填埋、焚燒等，但由于芬頓污泥產(chǎn)量大、污染物種類復雜等特點，處理中存在難度大、成本高和二次污染等問題，進而限制了芬頓氧化技術的推廣應用[5-6]。

經(jīng)典芬頓反應必需Fe2+參與催化，芬頓污泥中的鐵含量達30%～60%(質(zhì)量分數(shù))，具有資源化利用潛力[7]。BOLOBAJEV等[8]以芬頓污泥作催化劑再用于垃圾滲濾液和膠合板廠廢水的芬頓處理，ZHANG等[9]以芬頓污泥為鐵源制備出可用于非均相芬頓工藝高效催化的鎳鐵氧體粒子，戎宇舟等[10]通過酸處理造紙芬頓污泥制備出污泥調(diào)理劑。以上研究表明，芬頓污泥是一種可回收利用的資源。

本研究通過直接煅燒處理焦化廢水芬頓污泥，分析了污泥煅燒過程中的鐵相轉(zhuǎn)化，并嘗試將煅燒產(chǎn)物以富鐵礦粉形式回收及以磁性吸附劑形式再利用，為芬頓污泥回收利用探索新的途徑。

1 實驗部分

1.1 材料、試劑和儀器

1)材料

芬頓污泥取自江西省某焦化廠，產(chǎn)自采用芬頓工藝的焦化廢水深度脫色處理工序，所采集的污泥已經(jīng)過離心機脫水，含水量約為80%。芬頓污泥采集至實驗室后，于鼓風干燥箱中65 ℃干燥至恒重，先后經(jīng)粉碎機和球磨機進行粉碎和研磨，密封保存待用。

2)試劑

硫酸、硝酸鉛、無水乙醇均購自國藥集團化學試劑有限公司，均為分析純；鉈標準溶液購自壇墨質(zhì)檢科技有限公司；實驗用水均為去離子水。

3)儀器

馬弗爐(MFLC-2/12)和真空干燥箱(DZ-2BCIV)，天津泰斯特儀器有限公司提供；管式爐(SKGL-1200)，上海大恒光學精密機械有限公司提供；電動攪拌器(JJ-4A)，常州市國宇儀器有限公司提供；電熱恒溫水浴鍋(DZKW-D-1)，北京市永光明醫(yī)療儀器有限公司提供；恒溫振蕩器(HZQ-X300C)，上海一恒科學儀器有限公司提供；電子天平(ME206)、pH計(FE28)和同步熱分析儀(TGA/DSC 3+)，梅特勒托利多公司提供；電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(iCAP-RQ)和傅里葉變換紅外吸收光譜儀(Nicolet iS50 FT-IR)，賽默飛世爾科技公司提供；X射線多晶衍射儀(SmartLab/3KW)，日本理學株式會社(Rigaku)提供；振動樣品磁強計(SQUID-VSM)，美國量子設計公司(Quantum Design)提供；掃描電子顯微鏡(FEI Quanta 400 FEG)，美國 FEI公司提供；X射線透射電鏡能譜儀(Edax appllo xl)，美國 EDAX公司提供；比表面積及孔徑分析儀(3Flex)，美國麥克儀器公司(Micromeritics)提供；激光粒度儀(Zetasizer Nano ZS90)，英國馬爾文儀器公司(Malvern)提供。

1.2 實驗方法

取適量芬頓污泥放到瓷舟中，置于200～900 ℃馬弗爐中進行煅燒，煅燒時間為3 h，升溫速率為15 ℃/min，降溫方式為爐內(nèi)自然降溫，冷卻后將所得產(chǎn)品密封保存，后續(xù)進行表征分析。

另取一定量的芬頓污泥置于管式爐中密閉煅燒，煅燒溫度為300～700 ℃，煅燒時間、升溫速率和降溫方式同上。取2.5 g在350 ℃管式爐中密閉煅燒后的芬頓污泥投入100 mL硫酸溶液(0.2 mol/L)中，于70 ℃水浴攪拌加熱1 h，自然冷卻后在磁鐵輔助下分離出其中磁性材料，用去離子水和無水乙醇清洗至pH值呈中性，清洗后的材料于65 ℃真空干燥箱中真空干燥，干燥后的材料可作為磁性吸附劑。

吸附實驗中，將相應吸附劑投入含銻、鉈、鉛、砷的廢水中，檢測廢水處理前后的污染物濃度。

1.3 分析方法

使用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀檢測廢水中銻、鉈、鉛、砷的濃度。運用SEM，BET，XRD，VSM，F(xiàn)TIR等技術對材料進行表面形貌、孔結(jié)構(gòu)、物相結(jié)構(gòu)、磁性能、官能團等的表征。

2 結(jié)果與討論

2.1 原始芬頓污泥顆粒特性

2.1.1 芬頓污泥SEM，EDS及BET表征

由圖1可見，干燥后的芬頓污泥粉呈棕黃色，由圖2和圖3可見，芬頓污泥顆粒多呈不規(guī)則的近似球形，大小不一，表面粗糙，粒徑為0～65 μm。BET分析結(jié)果顯示，芬頓污泥顆粒比表面積為80.185 m3/g，孔隙體積為0.144 cm3/g，平均孔隙尺寸為6.416 nm(見圖4)。EDS分析顯示，F(xiàn)e，O，C是芬頓污泥中的主要元素，三者的質(zhì)量分數(shù)分別約為48.3%，29.2%和17.7%，其余為來源于廢水和藥劑的微量元素Na，Si，Ti等。

圖1 芬頓污泥煅燒前照片F(xiàn)ig.1 Photo of Fenton sludge before calcination

圖2 芬頓污泥顆粒的SEM圖Fig.2 SEM image of Fenton sludge particles

圖3 芬頓污泥顆粒的粒度分布圖Fig.3 Particle size distribution chart of Fenton sludge particles

圖4 芬頓污泥的N2吸脫附分析圖Fig.4 N2 adsorption-desorption analysis diagram of Fenton sludge

2.1.2 芬頓污泥XRD和FTIR表征

經(jīng)典芬頓反應一般在3～5的pH值下進行，此時Fe2+催化H2O2產(chǎn)生·OH的效率高，反應中Fe2+被氧化為Fe3+[5]，反應后需加入堿性藥劑調(diào)節(jié)pH值。研究表明，芬頓反應中Fe3+與OH-生成的為不定型的水合氧化鐵而非嚴格化學計量的Fe(OH)3[11]，水合氧化鐵的結(jié)晶度較低，會自發(fā)地向更穩(wěn)定的羥基氧化鐵(FeOOH)和α-Fe2O3轉(zhuǎn)化，溫度升高、濃度增加及接近等電點等條件都會加速轉(zhuǎn)化[12]，40～80 ℃時FeOOH轉(zhuǎn)化為FeOOH與α-Fe2O3的混合相，80 ℃以上逐漸轉(zhuǎn)化為純相的α-Fe2O3[13]。芬頓污泥XRD譜圖(見圖5)顯示，譜圖中衍射峰較雜亂，峰值不突出，說明其中多數(shù)化合物以無定型態(tài)存在，譜圖中2θ為21.0°，36.5°的衍射峰對應FeOOH的標準譜(PDF#81-0464)的(110)和(111)晶面，2θ為33.2°，35.7°的衍射峰和α-Fe2O3的標準譜(PDF#80-2377)的(104)和(111)晶面對應較好，表明芬頓污泥中的鐵主要以FeOOH和α-Fe2O3形式存在。芬頓污泥FTIR譜圖(見圖6)顯示出-OH(3 319 cm-1)、C≡C(2 070 cm-1)、C=O(1 640 cm-1)、C=C(1 543 cm-1)、C-H(1 410 cm-1和886 cm-1)、C-C或C-O(1 041 cm-1)、Fe-O(569 cm-1)的譜峰[14-17]，說明芬頓污泥中含有豐富的羥基(-OH)、羧基(-COOH)等含氧官能團[5]。

圖5 芬頓污泥的XRD譜圖Fig.5 XRD pattern of Fenton sludge

圖6 煅燒前后芬頓污泥的FTIR譜圖Fig.6 FTIR spectra of Fenton sludge before and after calcination

2.2 煅燒后芬頓污泥鐵相轉(zhuǎn)化

2.2.1 煅燒后芬頓污泥外觀及XRD和VSM表征

芬頓污泥于200～900 ℃的馬弗爐中煅燒，產(chǎn)物外觀形態(tài)見圖7，產(chǎn)物顏色變化表明煅燒污泥中各元素含量、主要化合物成分和結(jié)構(gòu)可能隨溫度升高發(fā)生了改變。圖8煅燒后污泥的XRD譜圖顯示，芬頓污泥200～500 ℃煅燒后的XRD譜圖上2θ為30.3°，35.7°，43.4°，53.9°，57.3°，63.0°的衍射峰與Fe3O4標準譜(PDF#75-0449)的(220)(311)(400)(422)(511)(440)晶面對應良好，說明污泥中的Fe(Ⅲ)正在向Fe3O4存在形式轉(zhuǎn)變。該過程中，污泥中的FeOOH先轉(zhuǎn)變?yōu)镕e2O3[13]，后又被C還原為Fe3O4。在煅燒過程中，反應隨溫度升高逐漸充分，具備良好結(jié)晶的Fe3O4產(chǎn)物增多，衍射峰強度明顯提高。該階段反應式如式(1)和式(2)所示。式(1)為該階段的主要反應，當過量的C作為還原劑與Fe2O3反應時，產(chǎn)生的中間氣體CO也參與了Fe2O3的還原[18]，但由于煅燒容器和設備并非完全密閉，氣體發(fā)生了逸散，式(2)反應不充分，為次要反應。500 ℃時煅燒產(chǎn)物中的C含量不足3%(質(zhì)量分數(shù))，溫度及C含量都不允許污泥中的Fe進一步還原，因此未出現(xiàn)FeO和單質(zhì)Fe產(chǎn)物[19]。

3Fe2O3+C=2Fe3O4+CO，

(1)

3Fe2O3+CO=2Fe3O4+CO2。

(2)

圖7 芬頓污泥煅燒后照片F(xiàn)ig.7 Photos of Fenton sludge after calcination

圖8 煅燒后芬頓污泥的XRD譜圖Fig.8 XRD patterns of Fenton sludge after calcination

芬頓污泥在600～900 ℃煅燒產(chǎn)物的XRD譜圖顯示，2θ為24.1°，33.1°，35.6°等角度的衍射峰與α-Fe2O3標準譜(PDF#89-0597)的(012)(104)(110)等晶面準確對應，峰形尖銳清晰，表明形成了結(jié)晶度和純度較高的α-Fe2O3。該階段的主要反應為已生成的Fe3O4在高溫下被空氣中的氧氣氧化為α-Fe2O3，800～900 ℃產(chǎn)物顏色最終轉(zhuǎn)變?yōu)榛疑蚩赡苁俏勰嘀写嬖谏倭坑蒒a，S等元素組成的鹽類及Si，Ti等物質(zhì)，在高溫下達到了類似熔鹽法制備云母氧化鐵的條件，從而生成了鋼灰色的云母氧化鐵灰[20]。該階段反應式如式(3)所示：

4Fe3O4+O2=6Fe2O3。

(3)

磁滯曲線(見圖9)顯示，在200～500 ℃范圍內(nèi)煅燒，煅燒產(chǎn)物的磁性隨溫度升高逐漸增強，500 ℃和600 ℃煅燒產(chǎn)物的飽和磁強度分別為50.4和4.6 emu/g(1 emu/g=1 A·m2/kg，下同)，飽和磁強度的變化與XRD顯示的芬頓污泥成分變化具有一致性。

圖9 煅燒后芬頓污泥的磁滯曲線Fig.9 Magnetic hysteresis loops of Fenton sludge after calcination

2.2.2 熱重分析

圖10為污泥的熱重分析圖，其中顯示460 ℃前污泥減重速度較快，可將其分為3個階段：熱重(TG)曲線顯示，110 ℃前的第1階段失重8.10%，對應自由水分子的蒸發(fā)及FeOOH分子脫水為α-Fe2O3[12,21]，差示掃描熱量分析(DSC)譜圖上表現(xiàn)為第1個吸熱谷，微商熱重(DTG)曲線顯示該段在66 ℃達到最大失重速率；第2階段110～230 ℃失重5.66%，減重速率較為平穩(wěn)，該階段主要為有機質(zhì)的熱解[21-22]；第3階段230～460 ℃失重20.01%，失重量最大，該階段發(fā)生的主要是Fe2O3的還原，該段最大失重速率對應溫度為299 ℃，F(xiàn)e3+的還原對應DSC曲線上的第1個放熱峰，TG曲線于365 ℃左右回升形成一個臺階谷，對應DSC曲線上該溫度時的放熱峰，該段后減重速率繼續(xù)呈近線性的降低，可能為污泥表面C氧化為CO2的放熱反應。460 ℃后為第4階段，該階段失重速率接近0，失重量僅為2.32%，DSC曲線上475 ℃的吸熱谷對應的應為Fe3O4的氧化，695 ℃較寬的放熱峰可能對應Fe2O3結(jié)構(gòu)的轉(zhuǎn)變[19]。煅燒中所發(fā)生的物理化學反應是造成煅燒后污泥中的元素占比變化(見表1)的直接原因，但煅燒后產(chǎn)物的失重率和TG曲線的并不相同，這是因為煅燒時間和空氣接觸量等條件存在差別，造成煅燒中反應的充分程度不同，因此兩者的失重量和鐵相轉(zhuǎn)化點不盡相同，但總的鐵相轉(zhuǎn)化過程均為FeOOH→α-Fe2O3→Fe3O4→α-Fe2O3。

圖10 芬頓污泥熱重分析圖Fig.10 Fenton sludge thermogravimetric analysis chart

表1 芬頓污泥煅燒前后失重量與元素變化Tab.1 Weight loss and element changes of Fenton sludge before and after calcination

2.3 芬頓污泥資源化途徑

2.3.1 回收富鐵礦粉

芬頓污泥煅燒后可生成較高純度的Fe3O4或Fe2O3，可作為涂料、磁性材料制備、煉鐵等領域生產(chǎn)的原材料。王博等[21]通過加碳粉兩步煅燒制備Fe3O4回收，工藝流程中無廢水、危廢等物質(zhì)產(chǎn)生，經(jīng)濟評估中扣除回收Fe3O4收入后的污泥處理成本為50.94元/t。本研究中，500 ℃煅燒產(chǎn)物中的Fe和O原子數(shù)量比與純的Fe3O4極為接近，F(xiàn)e元素質(zhì)量分數(shù)達64%以上，C元素的絕對質(zhì)量和質(zhì)量分數(shù)都很低，說明此時產(chǎn)物中的Fe3O4純度高。將500 ℃煅燒產(chǎn)物作為磁鐵礦粉出售，煅燒后的產(chǎn)物100%轉(zhuǎn)化為鐵精粉，以含水質(zhì)量分數(shù)為10%的干化污泥在500 ℃煅燒后失重40%計算，扣除處理費用后，每噸污泥可實現(xiàn)187.92元的正收益。具體經(jīng)濟性評估結(jié)果見表2。

表2 煅燒芬頓污泥回收磁鐵礦經(jīng)濟性評估Tab.2 Economic evaluation of magnetite recovery from calcined Fenton sludge

2.3.2 制備磁性吸附劑

廢水的吸附-磁分離處理工藝是通過磁場作用，將吸附后的磁性吸附劑從原水脫除，具有分離速度快、無二次污染等優(yōu)點，磁吸附的關鍵在于高效、廉價磁種的開發(fā)與回用[23-24]。Fe3O4及其與C的復合材料是磁分離水處理技術中廣泛應用的磁種材料[25-26]，LYU等[27]的研究表明，鐵氧化物與碳材料協(xié)同可提高對重金屬離子的吸附，含有鐵和少量有機物的芬頓污泥具有成為吸附劑前驅(qū)體的潛力[5]，因此通過熱處理將芬頓污泥轉(zhuǎn)化為鐵氧化物和碳材料復合的吸附劑具有一定可行性[28]。TONG等[5]通過一步水熱碳化法將芬頓污泥制備為可高效吸附Pb2+的胺化磁性加氫焦吸附劑，陳麗群[29]以芬頓污泥和造紙黑液木質(zhì)素為原料制備出具有超大比表面積和優(yōu)異吸附再生性能的磁性活性炭，證明了芬頓污泥制備磁性吸附劑的可行性。

芬頓污泥在特定溫度下缺氧或無氧煅燒，可獲得較高含碳量的磁性活性炭，所得的磁性活性炭具有較大的比表面積(50～70 m2/g)和孔隙度(0.12～0.17 cm3/g)。污泥煅燒后表面的C≡C，C=C，C-H，C-C等譜峰消失或減弱，但保留有較豐富的-OH，C=O，F(xiàn)e-O等基團(見圖6)，可作為吸附污染物的活性位點。實驗結(jié)果表明，在300～800 ℃范圍內(nèi)，350 ℃管式爐中密閉缺氧煅燒的芬頓污泥(FS350)對銻(Sb)的吸附能力最強，480 ℃密閉缺氧煅燒的芬頓污泥(FS480)對鉈(Tl)的吸附能力最強。FS350在進一步酸改性后(AFS350)清除了部分雜質(zhì)，溶蝕出更多孔洞，暴露出更多吸附位點，吸附性能得到提升。由圖11可見， AFS350及FS480均具有粗糙的多孔結(jié)構(gòu)。多點EDS表征表明，AFS350中Fe，O和C元素的質(zhì)量分數(shù)分別為51.2%，24.6%和19.9%，F(xiàn)S480中Fe，O和C元素的質(zhì)量分數(shù)分別為62.5%，21.6%和11.8%。由圖12的N2吸脫附分析結(jié)果可得出，AFS350及FS480的比表面積分別為63.8和52.025 m2/g，孔徑體積分別為0.166和0.127 cm3/g，平均孔徑分別為8.88和9.15 nm，2種材料的N2吸脫附曲線均符合Ⅳ型吸附等溫線，存在明顯的吸附回滯環(huán)，表明AFS350為裂隙孔材料，孔形可能為狹長裂口形，對應有毛細凝聚現(xiàn)象的單層吸附體系[30]。由圖13可見，AFS350和FS480的飽和磁強度分別為26.05和48.49 emu/g，能在磁場作用下快速從溶液體系中分離。由表3的動力學模型擬合參數(shù)可見，AFS350對Sb(Ⅴ)的吸附及FS480對Tl(I)的吸附更符合準二級動力學模型，說明AFS350和FS480有飽和的吸附位點[31]，對Sb(Ⅴ)和Tl(I)的吸附主要為化學吸附[32]。由表4的等溫吸附模型擬合參數(shù)可見，AFS350對Sb(Ⅴ)的吸附及FS480對Tl(I)的吸附均為吸熱反應，且更符合Freundlich模型，說明這2個吸附過程是以表面非均相吸附為主的多層吸附[33]，材料表面可能不均勻，吸附位點異質(zhì)性分布[34-35]。由表4可知，從Freundlich模型中擬合得到吸附濃度指數(shù)1/n均小于0.5，說明這2個吸附反應在不同溫度條件下均容易進行。

圖11 AFS350和FS480的SEM圖像Fig.11 SEM images of AFS350 and FS480

圖12 AFS350和FS480的N2吸脫附分析圖Fig.12 N2 adsorption-desorption analysis diagrams of AFS350 and FS480

圖13 AFS350和FS480的磁滯曲線Fig.13 Magnetic hysteresis loops of AFS350 and FS480

表3 AFS350和FS480吸附動力學模型參數(shù)

表4 AFS350和FS480的等溫吸附模型參數(shù)Tab.4 Absorption isotherms fitting parameters of AFS350 and FS480

使用質(zhì)量濃度(下同)為4 g/L的AFS350處理某銻制品工廠廢水(pH值為7.3，銻質(zhì)量濃度為10.74 mg/L)，銻去除率可達98.4%，以1 mol/L的硫酸溶液作解吸劑對吸附后的吸附劑解吸，解吸后的吸附劑對銻的去除率仍高于90%。此外，AFS350還對砷(As)具有較強的吸附作用，以2 g/L的投加量處理含銻、砷礦洞涌水(pH值為7.0，銻的質(zhì)量濃度為0.457 mg/L，砷的質(zhì)量濃度為0.224 mg/L)，銻和砷的去除率分別為95.6%和97.4%。FS480對鉛(Pb)和鉈均有較好的吸附效果，以1 g/L的投加量處理pH值為5.0、鉛質(zhì)量濃度為151.1 mg/L的模擬廢水，對鉛的吸附量為64.94 mg/g。以1 g/L的投加量處理pH值為9.0，鉈質(zhì)量濃度為20 mg/L的模擬廢水，對鉈的吸附量為12.14 mg/g，吸附鉈后的吸附劑可用0.1 mol/L的硫酸解吸，解吸率達95%，5次吸附-解吸循環(huán)后，去除率僅降低7.7%。以上實驗結(jié)果表明，煅燒芬頓污泥制備重金屬磁性吸附劑具有較高的可行性和實用性。

3 結(jié) 語

本文采用直接煅燒的方法處理芬頓污泥，研究了煅燒過程中的鐵相轉(zhuǎn)化，并將煅燒后的磁性鐵氧化物產(chǎn)物用以回收其中的鐵或用作磁性吸附劑，得到如下結(jié)論。

1)焦化廢水芬頓污泥顆粒具有較大的比表面積(80.185 m2/g)和孔隙度(0.144 cm3/g)，含有豐富的鐵元素及-OH，C=O，F(xiàn)e-O等基團，主要成分為FeOOH和α-Fe2O3，有氧升溫煅燒產(chǎn)物的轉(zhuǎn)化過程為FeOOH→α-Fe2O3→Fe3O4→α-Fe2O3。

2)芬頓污泥500 ℃有氧煅燒產(chǎn)物為高純度的Fe3O4，可直接出售實現(xiàn)187.92元/t的經(jīng)濟收益。煅燒芬頓污泥制備的磁性吸附劑AFS350和FS480均為多孔含碳材料，對Sb(Ⅴ)和Tl(I)的吸附符合準二級動力學模型和Freundlich等溫吸附模型，AFS350和FS480表面均有異質(zhì)性分布的飽和吸附位點，這2個吸附過程是以表面非均相吸附為主的多層化學吸附，且均為容易進行的吸熱反應。AFS350可有效吸附去除廢水中的銻和砷，投加量為2～4 g/L時，去除率達95%以上。FS480可用作水中鉛、鉈的磁性吸附劑，投加量為1 g/L時，對鉛、鉈的吸附量分別為64.94 mg/g和12.14 mg/g。

3)將芬頓污泥煅燒產(chǎn)物以鐵礦粉和磁性吸附劑形式回收利用，該方法過程簡潔、操作簡單，產(chǎn)物回收率高，為芬頓污泥處理提供了可行途徑。

芬頓污泥基磁性吸附劑作為一種廉價磁性吸附劑具有較大的應用潛力，但對于其吸附機理及實際應用，還有待進一步研究探索。