Fe2O3/改性沸石催化劑的制備及其催化臭氧氧化對氯苯酚

張蘭河，郭琳，李佳寧，陳子成，賈艷萍，李正，關曉輝

（1 東北電力大學化學工程學院，吉林吉林132012；2 吉林建筑大學松遼流域水環境教育部重點實驗室，吉林長春130118）

臭氧作為一種綠色氧化劑，能夠與有機物發生反應，降低有機物的濃度。但是，單獨臭氧氧化有機物存在礦化程度差和臭氧利用率低等問題[1]。許多學者利用非均相催化臭氧氧化技術處理難降解有機廢水[2-3]，通過金屬元素的電子轉移使吸附在催化劑表面上的臭氧生成強氧化性的羥基自由基（·OH），催化氧化有機物[4]。開發活性高、穩定性好、催化效率高的催化劑是提高污水處理效率的關鍵[5-6]，選擇合適的催化劑載體和活性組分對于提高催化效率尤為重要。

天然沸石屬于硅酸鹽類礦物，它的比表面積大、孔隙率高、吸附性能好，內部有許多均勻孔道，天然沸石中的硅（Si）、鋁（Al）、氧（O）以及非晶態硅酸鋁有助于催化活性位點的形成[7]，其表面含有羥基基團、Si—O 和Al—O 結構，加速有機污染物礦化[8]。將陽離子表面活性劑負載于天然沸石上，通過離子選擇性置換作用可平衡其表面電負性，提高吸附和催化效率[9-10]。鐵在地球分布廣泛，約占地殼的4.75%，常見化合價態有+2 價和+3 價，Fe2O3是一種重要的無機材料，常用作催化劑的活性組分[11]。張耀輝等[12]采用制備的Fe2O3-TiO2-MnO2/Al2O3催化劑處理化工園區廢水，在臭氧投加量為50mg/L、催化劑填充率為50%、反應60min 的條件下，化學需氧量（COD）去除率達到52.2%；Fernando 等[13]進行了單獨臭氧、Fe(Ⅲ)均相以及Fe2O3/Al2O3非均相催化臭氧氧化對草酸廢水去除的對比實驗，污染物去除率大小順序為Fe2O3/Al2O3非均相＞Fe(Ⅲ)均相＞單獨臭氧。這些研究分析了改性天然沸石或活性組分Fe2O3的單獨作用，但是尚不清楚Fe2O3和改性天然沸石相結合制備的新型催化劑催化臭氧氧化難降解有機廢水的效果和機理。

金屬負載型催化劑的制備方法有涂覆法[14]、共沉淀[15]和溶膠-凝膠法[16]等，利用這些方法制備的催化劑普遍存在比表面積小、與有機物接觸概率低的問題。本研究采用浸漬焙燒法能夠有效地提高載體與金屬鹽溶液的接觸面積，提高負載組分的利用率，浸漬后金屬離子可分布在沸石表面和孔道內部。十六烷基三甲基溴化銨（CTMAB）是一種陽離子表面活性劑，同時還是一種高效的去污劑，它能夠清洗去除天然沸石的表面雜質，通過離子選擇性交換作用，提高天然沸石表面活性。因此，本文以十六烷基三甲基溴化銨（CTMAB）改性的天然沸石作為載體，Fe(NO3)3·9H2O 溶液為活性組分前體，制備新型Fe2O3/改性天然沸石（Fe2O3/MNZ）催化劑。利用能譜儀（EDS）、掃描電鏡（SEM）、X 射線衍射儀（XRD）、N2-吸附/脫附、傅里葉變換紅外光譜儀（FTIR）及X 射線光電子能譜儀（XPS）等分析方法考察催化劑性質和結構的變化，研究該催化劑催化臭氧氧化對氯苯酚廢水的效果和催化機制。

1 實驗材料與方法

1.1 實驗裝置

催化臭氧氧化反應裝置采用有機玻璃制成，如圖1 所示。反應器有效容積為1.5L，間歇式運行，臭氧由臭氧發生器（COM-AD-01，德國）產生，氣源為空氣。通過電磁流量計控制臭氧流速（2L/min），臭氧由反應器底部的曝氣板進入反應室，尾氣經2%碘化鉀溶液進行吸收。在臭氧濃度為2.6mg/L，對氯苯酚初始濃度為100mg/L，溫度為25℃，pH 為7.0±0.2，催化劑投加量為10g/L 條件下，每隔5min 取1 次水樣，分析對氯苯酚濃度和COD濃度的變化情況。

1.2 催化劑的制備

Fe2O3/改性天然沸石（Fe2O3/MNZ）催化劑的制備流程如圖2所示。天然沸石取自河南鞏義，外觀呈粉色，雜質較多，需對其進行預處理，預處理的流程如圖2(a)所示。經過篩分（25～30 目）后，利用蒸餾水反復清洗沸石表面的可溶性無機物，置于105℃烘箱烘干冷卻后，再置于350℃馬弗爐中焙燒2h去除不溶性有機物。

圖1 催化臭氧氧化對氯苯酚廢水工藝流程

天然沸石改性流程如圖2(b)所示。量取100mL 0.055mol/L 十六烷基三甲基溴化銨（CTMAB）溶液，稱取10g 天然沸石置于燒杯中，在30℃、20r/min 的條件下，恒溫加熱磁力攪拌6h，然后離心（4000r/min）5min，濾除上清液，采用去離子水洗滌，重復離心操作多次直至檢測不到Br-為止，再置于105℃烘箱烘干，得到有機改性天然沸石。

催化劑的制備流程如圖2(c)所示。量取100mL 1mol/LFe(NO3)3溶液，稱取5g 改性沸石恒溫加熱磁力攪拌（30℃、20r/min）24h 后，抽濾、烘干，再放入馬弗爐（升溫速率為100℃/h，升溫至500℃）煅燒2h，制備Fe2O3/MNZ。使用后的催化劑在烘箱中105℃烘干2h后，再置于馬弗爐中500℃煅燒2h，進行再生處理。

1.3 分析項目和檢測方法

采用X 射線衍射儀（XRD，700 S/L 型）分析樣 品 物 相，X 射 線 源 為Cu 靶 的Kα射 線（λ=0.15405nm），管電壓為40kV，管電流為30mA，掃描范圍為10°～40°，掃描速度為4°/min；采用場發射掃描電鏡（TEM，XL-30 型）及能譜儀（EDS，OXFORD INSTRUMENTS 生產）研究催化劑粒徑、表面形貌及元素組成；采用ASAP-2020M型全自動比表面積和微孔分析儀分析催化劑比表面積及孔徑分布，樣品在120℃下脫附6h，然后吸附12h，比表面積采用BET（Brunauer-Emmett-Telle）方程計算，孔徑大小及分布采用BJH （Barrett-Joyner-Hallender）吸附模型計算；采用X射線電子能譜儀（XPS，Thermo ESCALAB250 型）分析金屬元素化合價狀態；采用傅里葉紅外光譜儀（FTIR）考察催化劑官能團變化。

圖2 Fe2O3/MNZ催化劑制備流程

采用紫外分光光度法（UV-7504 型）檢測對氯苯酚的濃度，波長為225nm[17]；采用5B-3BV8型多參數水質分析儀檢測COD，采用pH 計（梅特勒Five Easy PlusTM臺式） 檢測pH 的變化；采用200mmol/L叔丁醇作為·OH的捕獲劑，研究·OH對催化臭氧氧化反應的影響；采用RE-530IPC 分子熒光光譜儀測定羥基自由基，最大吸收激發波長為354nm，發射波長為458nm，夾縫設為1.5nm×1.5nm；采用碘量法檢測氣相臭氧濃度[18]。

2 結果與討論

2.1 催化劑的結構分析

天然沸石、有機改性天然沸石及負載金屬氧化物改性沸石的TEM 圖如圖3 所示。由圖3(a)可知，天然沸石具有微米級的片狀顆粒團聚結構，有明顯的分界線，表面粗糙；由圖3(b)可以看到，經CTMAB 改性后的天然沸石，生成的羥基索氏體晶體表面形貌不規則[19]，大多呈現花瓣狀結構；然而，由圖3(c)可知，負載Fe2O3的MNZ 晶粒明顯變小，表面呈海綿狀微孔晶體結構。這說明催化劑表面形態取決于相組成、晶體粒度、化學成分及空隙結構。

利用N2-吸附/脫附實驗分析沸石改性前后的比表面積、孔容和孔徑變化，結果如圖4所示。由圖4(a)可知，3種催化劑曲線均屬于典型的Ⅳ-型等溫線，在低P/P0區，曲線向上，與Ⅱ型等溫線類似；在較高P/P0區，等溫線迅速上升；當P/P0接近1時，發生毛細管凝聚，脫附與吸附得到的等溫線不重合，脫附等溫線位于吸附等溫線之上，脫附滯后，產生H1 型滯留環，這種現象與孔的形狀、大小及分布有關[19]。Fe2O3/MNZ 催化劑滯留環最小，其孔徑分布均勻，空間中含有微孔和中孔，屬于介孔結構。圖4(b)表明，Fe2O3/MNZ 催化劑孔徑分布主要在2.6～9.2nm，最大孔徑為4.9nm，這說明Fe2O3/MNZ催化劑孔徑均勻。

圖3 天然沸石、有機改性天然沸石和Fe2O3/MNZ催化劑的TEM圖

表1 催化劑的比表面積、孔容和孔徑對比

由表1 可知，經CTMAB 改性后的天然沸石骨架穩定性變差，形成的微孔增加了沸石的比表面積。負載Fe2O3后的改性天然沸石比表面積小于CTMAB 改性的天然沸石，這主要有兩方面原因：①摻雜的Fe2O3占據天然沸石的部分表面；②高溫煅燒造成天然沸石內部微孔坍塌，形成介孔。

圖4 不同催化劑的N2-吸附/脫附曲線及孔徑分布圖

利用EDS分析催化劑的元素組成，如圖5(a)所示。天然沸石含有的主要元素為Si、Al、O等，改性后的天然沸石顯著脫硅，添加活性組分后，Fe元素、O 元素含量明顯增加。利用XRD 分析催化劑的晶型，如圖5(b)所示。天然沸石的主要成分為Ca3Al6Si9O3·15H2O，是由共用氧連結在一起的硅-氧四面體和鋁-氧四面體三維格架組成，屬于典型的天然斜發沸石，在2θ為22.662°處出現了SiO2特征峰。經CTMAB改性后，未發現CTMAB衍射峰和其他雜峰，這說明天然沸石主要成分未發生變化，有機改性劑僅通過離子交換作用改變天然沸石的表面電負性和Si/Al 值，保持了原有的骨架結構；Fe2O3/MNZ 催 化 劑 在2θ為22.057° 、 33.316° 、35.897°、39.14°處出現了Fe2O3特征峰，制備的催化劑活性組分Fe2O3結晶效果好，未產生其他結構晶型，屬于典型分子篩SRI結構[20]。

利用XPS 分析Fe2O3/MNZ 催化劑中各元素化合價的狀態，結果如圖5(c)所示。Fe2O3/MNZ 催化劑主要包含C、O、Al、Si、Fe 等元素，O 元素在結合能為532eV 處出現信號，結合能主要由催化劑中金屬氧化物的晶格氧產生；Fe 2p1/2在結合能為710.7eV 處出現信號，Fe 以Fe2O3的形式存在，這與XRD 分析結果一致。催化劑的FTIR 譜圖如圖5(d)所示，3 種催化劑在495cm-1和782cm-1處的吸收峰是Si—O 四面體彎曲振動的特征峰，在1050cm-1處的吸收峰是Si—O 四面體反對稱伸縮振動的特征峰[20-21]，在3516cm-1處的吸收峰為羥基基團（—OH）伸縮和彎曲振動的特征峰。3 種催化劑均含有豐富的表面羥基。

圖5 催化劑的性能表征

2.2 不同反應體系降解對氯苯酚的效果

不同反應體系對對氯苯酚和COD 去除率的影響如圖6所示，隨著反應時間的增加，對氯苯酚和COD 去除率逐漸提高。催化劑對對氯苯酚存在吸附作用，按照對氯苯酚和COD 去除率大小順序排列為：天然沸石＜改性天然沸石＜Fe2O3/MNZ 催化劑。但是催化劑的吸附效果均低于臭氧氧化體系對對氯苯酚的去除效果。金屬氧化物催化劑催化臭氧氧化對氯苯酚的效率（87.26%）比單獨臭氧氧化高43.52%，COD 去除率為48.83%，這因為Fe2O3/MNZ 催化劑為催化臭氧氧化提供了更大的反應空間，負載金屬氧化物后，催化劑表面的活性位點增加，促進催化劑表面上的O3分解為氧化能力更強的·OH，去除有機物的反應由直接臭氧氧化轉變為間接臭氧氧化為主。因此，O3-Fe2O3/MNZ 催化劑反應體系的催化效率更高。

圖6 不同催化劑吸附和催化臭氧氧化對氯苯酚的去除率

2.3 改性沸石催化臭氧氧化降解對氯苯酚的機制

臭氧單獨氧化與催化劑吸附作用去除對氯苯酚的能力較低，利用催化臭氧氧化降解對氯苯酚，其去除率大大提高[22-23]。叔丁醇與·OH的反應速率為5.0×108mol/(L·s)，大于叔丁醇與臭氧的反應速率3.0×10-3mol/(L·s)[24]。叔丁醇首先與·OH 生成大量中間產物，阻止其生成O2·-和HO2·-，自由基鏈式反應受到抑制甚至停止[25]。在單獨臭氧氧化體系和催化臭氧氧化反應體系中分別加入200mmol/L叔丁醇溶液，考察對氯苯酚去除率的變化，結果如圖7所示。加入叔丁醇后，對氯苯酚去除率明顯下降，說明在催化臭氧氧化過程中起主要作用的是·OH，催化臭氧氧化反應體系加入叔丁醇后，叔丁醇優先與體系中產生的·OH 反應，生成的中間產物具有高度選擇性和惰性[26]，從而抑制了自由基的鏈式反應，阻礙了對氯苯酚的降解和礦化。

圖7 叔丁醇對催化臭氧氧化的影響

采用7-羥基香豆素作為·OH 捕獲劑分析表面羥基自由基濃度，如圖8所示。熒光強度反映·OH濃度的大小[27]。非均相催化臭氧氧化體系中的羥基自由基濃度高于單獨臭氧體系，催化劑的加入加速了·OH的產生，而O3-Fe2O3/MNZ催化劑比臭氧-有機改性天然沸石羥基自由基濃度高，這是因為金屬氧化物的負載為催化臭氧氧化的反應過程提供了更多的活性位點，產生了更多的·OH，提高了對氯苯酚的降解效能，這證明·OH越多，去除有機污染物的效果越好[28]。

圖8 羥基自由基濃度的變化

圖9 催化臭氧氧化過程的反應機制

Fe2O3/MNZ 催化劑降解對氯苯酚反應機制如圖9所示。金屬氧化物表面陽離子不飽和配位對水分子有很強的吸附作用，吸附水分子分解OH-與H+，再與Fe2O3表面陽離子和氧陰離子形成表面羥基官能團，在催化臭氧氧化反應中與O3和對氯苯酚相互作用[29]。可溶性O3被吸附到催化劑的表面，發生了一系列的自由基鏈轉移，產生大量的·OH，其較強的氧化能力可以降解水中有機污染物[30-31]。其中，催化劑表面Fe2O3的陽離子與中間產物·O3和HO3·發生的自由基鏈式反應，使催化劑表面羥基可以循環再生，有助于有機物的持續降解[14,24]。

可重復利用性是評價催化劑穩定性能的重要指標[14]。如圖10 所示，Fe2O3/MNZ 催化劑重復利用5次后，對氯苯酚去除率仍高達83.06%，去除效果僅下降4.2%，這主要由于對氯苯酚降解為有機小分子過程中產生的中間物質在催化劑表面或孔道內沉積，掩蓋或占據了催化劑的活性中心，造成催化劑或催化劑某些位置失活[32]。可通過高溫煅燒去除孔道內有機雜質成分，使催化劑再生。其次，浸漬法提高了金屬鹽溶液與天然沸石的接觸面積，經高溫煅燒的Fe2O3負載在天然沸石上，使活性組分更大程度地與載體緊密結合，邵琴等[33]研究表明，采用沸石為載體的負載型催化劑重復利用后仍具備較高的催化活性。

3 結論

（1）利用CTMAB 表面活性劑的離子交換作用改變天然沸石的Si/Al 比，保持原有骨架結構，比表面積增加近2 倍，制備的Fe2O3/MNZ 催化劑晶相屬于典型分子篩中的SRI 結構，孔徑分布主要在2.6～9.2nm，最大孔徑位于4.9nm處。

圖10 Fe2O3/MNZ催化劑重復使用的效果

（2）O3-Fe2O3/MNZ 催化劑體系催化臭氧氧化對氯苯酚的去除率最高，反應過程中產生氧化性更強的·OH，促進對氯苯酚的快速降解，其反應遵循羥基自由基機理。在對氯苯酚濃度為100mg/L、催化劑投加量10g/L 和臭氧濃度2.6mg/L 條件下，對氯苯酚和COD去除率分別為87.26%和48.83%。

（3）浸漬法提高了金屬鹽溶液與天然沸石的接觸面積，高溫煅燒使金屬活性組分Fe2O3更大程度地與載體緊密結合，重復使用5次后對氯苯酚去除率仍高達83.06%，具備高效性和經濟性，應用前景好。