CN113244937A - 一种耦合污泥生物炭-磷酸铁催化剂的Fenton氧化水处理方法 - Google Patents
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Abstract
本发明公开了一种耦合污泥生物炭‑磷酸铁催化剂的Fenton氧化水处理方法，包括：步骤一：对脱水后的污泥泥饼和磷酸铁颗粒混合后，经过热裂解法或水热碳化法制备污泥基生物炭磷酸铁；步骤二：向有机废水中加入过氧化氢至终浓度为0.1～10mmol/L，加入小分子还原剂，至终浓度为0.1～10mmol/L；调节体系pH值为2～10；加入污泥基生物炭磷酸铁折合磷酸铁的终浓度为0.1～10g/L，发生Fenton反应降解有机废水。与现有技术相比较，本发明利用污泥基生物炭和磷酸铁预制备为Fenton体系的铁元素来源，以及反应基质，从而提高有机污染物降解速率。在各种含有机物的污水处理场景中具有广泛的应用前景。
Description
技术领域
本发明涉及一种耦合污泥生物炭-磷酸铁催化剂的Fenton氧化水处理方法，属于污水处理技术领域。
背景技术
1894年，英国人H.J.H.Fenton发现采用Fe2+/H2O2体系能氧化多种有机物。后人为纪念他将亚铁盐和过氧化氢的组合称为Fenton试剂，它能有效氧化去除传统废水处理技术无法去除的难降解有机物。利用Fenton氧化法处理有机污染物：在酸性条件下利用亚铁离子催化分解双氧水生成强氧化性的羟基自由基(·OH)来降解有机污染物，具有反应条件温和、效率高、环境友好等优点，在污水处理方面有巨大应用价值。特别是在有效氧化去除传统废水处理技术中难以降解的有机污染物方面，效果非常好。
Fe3+的均相Fenton催化氧化反应机理为：Fe3+先与H2O2作用产生Fe2+和HO2·，Fe2+和HO2·再分别和H2O2反应产生氧化性更强的HO·，HO·进攻有机物RH引发自由基反应，从而氧化降解有机物。但均相Fenton反应的工作pH范围比较窄、副产物铁泥的生成量较大。
有时候，会采用难溶性固体铁基材料代替可溶性二价铁盐与双氧水进行反应，构建异相的Fenton体系，从而解决上述问题。Fe3+的非均相(异相)Fenton催化氧化反应机理为：有机物和H2O2分子首先扩散到催化剂表面的活性中心被吸附，然后H2O2在Fe3+的催化作用下产生·OH，·OH引发自由基反应氧化降解污染物。
另一方面，自然界中的磷铁矿的主要成分是磷酸铁，储量丰富。在钢铁制造行业中，根据市场对钢材质量需求的反馈，许多钢种要求磷含量低于0.01％，超低磷钢则要求磷含量低于0.005％。含磷量较高的磷铁矿在钢铁冶炼方面的应用受到严重限制。同时，现有的磷酸铁锂电池生产行业、工业和市政污水处理等场景中，也会产生大量含磷酸铁的废料、污泥等不易处理的产物。
利用磷酸铁作为Fenton反应催化剂，可以促进各种来源磷酸铁的资源化利用，促进整体铁元素的循环回收。但是，磷酸铁中的铁元素一般是三价铁形式，在Fenton反应中直接催化双氧水分解的效率较低，难以利用。
促进磷酸铁中三价铁向二价铁的转化是提高Fenton反应效率的关键。现有技术中常见的手段包括：利用紫外光的光Fenton体系、利用电离电解的电Fenton体系，还有引入其他过渡金属离子或EDTA等配体的方式。以上措施都可以提高异相Fenton反应的效率，但是光Fenton法、电Fenton法都会增加能耗和成本，引入其他离子或配体容易形成难降解物质导致二次污染。
发明内容
本发明所要解决的技术问题在于提供一种耦合污泥生物炭-磷酸铁催化剂的Fenton氧化水处理方法。
为了实现上述目的，本发明采用下述的技术方案：
一种耦合污泥生物炭-磷酸铁催化剂的Fenton氧化水处理方法，包括如下的步骤：
步骤一：对脱水后的污泥泥饼和磷酸铁颗粒混合后，经过热裂解法或水热碳化法制备污泥基生物炭磷酸铁；
步骤二：向有机废水中加入过氧化氢至终浓度为0.1～10mmol/L，加入小分子还原剂，至终浓度为0.1～10mmol/L；调节体系pH值为2～10；加入污泥基生物炭磷酸铁折合磷酸铁的终浓度为0.1～10g/L，发生Fenton反应降解有机废水。
其中较优地，步骤一所得产物进行常规的球磨研磨破碎，过筛，制备的成品污泥基生物炭磷酸铁颗粒直径在2mm以下，并且其磷酸铁含量不低于30wt％。
其中较优地，步骤一中水热碳化法制备污泥基生物炭磷酸铁的步骤为：将脱水后的污泥泥饼和磷酸铁颗粒混合后，在高温密闭反应釜中，水热碳化温度为180～260℃，压力为15～30bar；至少裂解60分钟以上，不超过150分钟；制备得到污泥基生物炭磷酸铁。
其中较优地，步骤一中热裂解法制备污泥基生物炭磷酸铁的步骤为：将脱水后的污泥泥饼和磷酸铁颗粒混合后，在氮气保护氛围中，升温速率为20℃/分钟升温至550℃，高温裂解60分钟以上；制备得到污泥基生物炭磷酸铁。
进一步优选地，所述磷酸铁颗粒为磷酸铁含量不少于2％的尾矿矿渣，并且研磨至整体粒径在1mm以下。
其中较优地，所述小分子还原剂为草酸、抗坏血酸或者盐酸羟胺中的任意一种或多种。
与现有技术相比较，本发明具有如下的优点：
(1)本发明中的Fenton反应催化剂的铁元素来源为尾矿渣形态的磷酸铁，其性质稳定、来源广泛且廉价易得，能够为低品位磷铁矿、磷酸铁锂电池生产废料、其他含铁废渣等提供一种有益的资源化利用途径。
(2)本发明中的小分子还原剂(草酸、抗坏血酸、盐酸羟胺等)可以将尾矿渣形态的磷酸铁表面的三价铁还原为二价铁，H2O2在Fe3+的催化作用下产生·OH，·OH引发自由基反应氧化降解；Fe2+自身被氧化成Fe3+，从而实现在尾矿渣形态的磷酸铁表面的铁氧化-还原循环。小分子还原剂显著促进二价铁的再生循环，提高Fenton反应效率；另一方面，铁循环将主要发生在磷酸铁表面，从而限制磷酸铁催化剂的铁溶出、减少副产物铁泥生成量。
(3)本发明进行有机废水氧化处理的操作简便、效率高，且所用试剂安全无毒、环境友好，不产生二次污染，可以广泛应用于各类水处理场景。
附图说明
图1为实施例1中，采用草酸和污泥基生物炭磷酸铁在pH＝4.0时降解磺胺二甲嘧啶的效果图；
图2为实施例2中，采用草酸和污泥基生物炭磷酸铁在pH＝3.2时降解磺胺二甲嘧啶的效果图；
图3为实施例3中，采用抗坏血酸和污泥基生物炭磷酸铁在pH＝4.0时降解磺胺二甲嘧啶的效果图；
图4为实施例4中，采用盐酸羟胺和污泥基生物炭磷酸铁在pH＝4.0时降解磺胺二甲嘧啶的效果图；
图5为实施例1～4中，分别耦合污泥基生物炭磷酸铁和草酸(pH＝3.2，记作OA3.2)、污泥基生物炭磷酸铁和草酸(pH＝4.0，记作OA 4.0)、污泥基生物炭磷酸铁和抗坏血酸(pH＝4.0，记作AA 4.0)、污泥基生物炭磷酸铁和盐酸羟胺(pH＝4.0，记作HA 4.0)体系中反应结束时的铁溶出浓度；
图6为实施例1和2中，采用草酸和污泥基生物炭磷酸铁在pH分别为4.0和3.2时的磷酸根溶出浓度随反应时间变化图。
具体实施方式
为了更清楚地说明本发明实施例和/或现有技术中的技术方案，下面将对照附图说明本发明的具体实施方式。显而易见地，下面描述中的附图仅仅是本发明的一些实施例，对于本领域普通技术人员来讲，在不付出创造性劳动的前提下，还可以根据这些附图获得其他的附图，并获得其他的实施方式。另外，涉及方位的属于仅表示各部件间的相对位置关系，而不是绝对位置关系。
市政污水处理厂的污泥是一种典型的固体废物，常采用填埋法处理，但其产量随着城市化进程与日倶增，极大地增加了处理难度。剩余污泥中含有的大量有机质，以其为原料制备生物炭是污泥资源化利用的可能方式。生物炭是一种来源广泛、制备简单、经济易得的吸附剂，具有丰富的孔隙结构，被视为活性炭等较高成本吸附剂的替代材料。
因此，在本发明的实施例中：
磷酸铁颗粒的来源为：各种铁矿、含铁的矿产提炼后的尾矿，矿渣，其含铁量以铁元素质量分数计算为：不少于2％，一般不多于15％。
将磷酸铁颗粒(尾矿矿渣)研磨至整体粒径在1mm以下。
污泥基生物炭的来源为：市政污水处理厂二沉池内的污泥经脱水后得到的泥饼，其含水量低于80％。
首先介绍制备污泥基生物炭磷酸铁的具体步骤：
方法一：水热碳化法
取本地市政污水处理厂二沉池内的污泥，以常规技术手段进行离心脱水后制备泥饼，制备所得脱水泥饼的含水量不高于80％。将脱水后的污泥泥饼和磷酸铁颗粒(尾矿矿渣)混合后，利用水热碳化法：高温密闭反应釜中，水热碳化温度为150～260℃，压力为15～30bar；裂解60分钟以上，不超过150分钟；制备得到污泥基生物炭磷酸铁。将该产物进行常规的球磨研磨破碎，过筛，制备的成品污泥基生物炭磷酸铁颗粒直径在2mm以下，且其磷酸铁含量不低于30wt％。
方法二：热裂解法
取本地市政污水处理厂二沉池内的污泥，以常规技术手段进行离心脱水后制备泥饼，制备所得的脱水泥饼含水量不高于80％。将脱水后的污泥泥饼和磷酸铁颗粒(尾矿矿渣)混合后，经过热裂解法，在氮气保护氛围中，以20℃/分钟速率升温至550℃后，高温裂解60分钟，制备得到污泥基生物炭磷酸铁。将该产物进行常规的球磨研磨破碎，过筛，制备的成品污泥基生物炭磷酸铁颗粒直径在2mm以下，且其磷酸铁含量不低于30wt％。
实施例1：草酸和污泥基生物炭磷酸铁复合Fenton体系降解磺胺二甲嘧啶取浓度为5mg/L磺胺二甲嘧啶水溶液50mL，加入草酸至终浓度1mmol/L(记作OA)、H2O2至终浓度5mmol/L，用1mol/L HCl溶液调节pH＝4，加入污泥基生物炭磷酸铁折合磷酸铁终浓度为0.4g/L(记作FP)引发Fenton反应，在反应的0，30，60，90，120和180分钟取样，过滤后用高效液相色谱测定磺胺二甲嘧啶的初始浓度(记作C0)和各时间点的浓度(记作C)，计算磺胺二甲嘧啶的降解率(记作C/C0)。
实验结果如图1所示，反应180分钟后，实施例1(FP+H2O2+OA)中磺胺二甲嘧啶的降解率达到21％。
设置对照例1：按照前述实施例1的实验操作，不加入草酸，污泥基生物炭磷酸铁替换成纯无水磷酸铁配置达到浓度0.4g/L，其他条件不变，同样地取样后以高效液相色谱测定磺胺二甲嘧啶的初始浓度(记作C0)和各时间点的浓度(记作C)，计算磺胺二甲嘧啶的降解率(记作C/C0)。
实验结果如图1所示，反应180分钟后，对照例1(FP+H2O2)中磺胺二甲嘧啶的降解率仅为6％。
设置对照例2：按照前述实施例1的实验操作，不加入草酸，其他条件不变，同样反应180分钟后，以高效液相色谱测定磺胺二甲嘧啶的浓度，则磺胺二甲嘧啶的降解率为12％。
以上对比的3个实施例表明：单纯的磷酸铁几乎无法作为Fenton体系的Fe2+(Fe3+)的铁源，很难参与Fenton反应催化有机废水的降解；加入还原性的草酸后，部分铁元素可以反应生成Fe2+参与Fenton反应，催化有机废水降解；经过污泥基生物炭处理混合的磷酸铁明显的能提高反应效率，加快降解废水中的有机物。
实施例2：草酸和污泥基生物炭磷酸铁复合Fenton体系降解磺胺二甲嘧啶取浓度为5mg/L磺胺二甲嘧啶水溶液50mL，加入草酸至终浓度1mmol/L(记作OA)、H2O2至终浓度5mmol/L，用1mol/L HCl溶液调节pH＝3.2，加入污泥基生物炭磷酸铁折合磷酸铁终浓度为0.4g/L(记作FP)引发Fenton反应，在反应的0，30，60，90，120和180分钟取样，过滤后用高效液相色谱测定磺胺二甲嘧啶的初始浓度(记作C0)和各时间点的浓度(记作C)，计算磺胺二甲嘧啶的降解率(记作C/C0)。
实验结果如图2所示，反应180分钟后，实施例2(FP+H2O2+OA)中磺胺二甲嘧啶的降解率达到85％。
设置对照例2：按照前述实施例2的实验操作，不加入草酸，污泥基生物炭磷酸铁替换成纯无水磷酸铁配置达到浓度0.4g/L，其他条件不变，同样的取样后以高效液相色谱测定磺胺二甲嘧啶的初始浓度(记作C0)和各时间点的浓度(记作C)，计算磺胺二甲嘧啶的降解率(记作C/C0)。
实验结果如图2所示，反应180分钟后，对照例2(FP+H2O2)中磺胺二甲嘧啶的降解率仅为32％。
实施例3：抗坏血酸和污泥基生物炭磷酸铁复合Fenton体系降解磺胺二甲嘧啶
取浓度为5mg/L磺胺二甲嘧啶水溶液50mL，加入抗坏血酸至终浓度1mmol/L(记作AA)、H2O2至终浓度5mmol/L，用1mol/L HCl溶液调节pH＝4，加入污泥基生物炭磷酸铁折合磷酸铁终浓度为0.4g/L(记作FP)引发Fenton反应，在反应的0，10，15，20，30分钟取样，过滤后用高效液相色谱测定磺胺二甲嘧啶的初始浓度(记作C0)和各时间点的浓度(记作C)，计算磺胺二甲嘧啶的降解率(记作C/C0)。
实验结果如图3所示，反应30分钟后，实施例3(FP+H2O2+AA)中磺胺二甲嘧啶的降解率达到83％。
设置对照例3：按照实施例3的方案，不加入抗坏血酸，污泥基生物炭磷酸铁替换成纯无水磷酸铁配置达到浓度0.4g/L，其他条件不变，同样的取样后以高效液相色谱测定磺胺二甲嘧啶的初始浓度(记作C0)和各时间点的浓度(记作C)，计算磺胺二甲嘧啶的降解率(记作C/C0)。
实验结果如图3所示，反应30分钟后，对照例3(FP+H2O2)中磺胺二甲嘧啶的降解率仅为7％。
实施例4：盐酸羟胺和污泥基生物炭磷酸铁复合Fenton体系降解磺胺二甲嘧啶
取浓度为5mg/L磺胺二甲嘧啶水溶液50mL，加入盐酸羟胺至终浓度1mmol/L(记作HA)、H2O2至终浓度5mmol/L，用1mol/L HCl溶液调节pH＝4，加入污泥基生物炭磷酸铁折合磷酸铁终浓度为0.4g/L(记作FP)引发Fenton反应，在反应的0，15，30，45，60，120分钟取样，过滤后用高效液相色谱测定磺胺二甲嘧啶的初始浓度(记作C0)和各时间点的浓度(记作C)，计算磺胺二甲嘧啶的降解率(记作C/C0)。
实验结果如图4所示，反应120分钟后，实施例4(FP+H2O2+HA)中磺胺二甲嘧啶的降解率达到100％。
同时设置对照例4：按照实施例4的方案，不加入盐酸羟胺，污泥基生物炭磷酸铁替换成纯无水磷酸铁配置达到浓度0.4g/L，其他条件不变，同样的取样后以高效液相色谱测定磺胺二甲嘧啶的初始浓度(记作C0)和各时间点的浓度(记作C)，计算磺胺二甲嘧啶的降解率(记作C/C0)。
实验结果如图4所示，反应120分钟后，对照例4(FP+H2O2)中磺胺二甲嘧啶的降解率仅为6％。
如图5所示，实施例1～4中铁离子的溶出浓度如下。
实施例1中(OA 4.0)，反应180分钟后总铁浓度(亚铁+三价铁)为28.0μmol/L，其中三价铁浓度为11.7μmol/L。
实施例2中(OA 3.2)，反应180分钟后总铁浓度(亚铁+三价铁)为48.2μmol/L，其中三价铁浓度为18.4μmol/L。
实施例3中(AA 4.0)，反应30分钟后总铁浓度(亚铁+三价铁)为3.8μmol/L，其中三价铁浓度为2.0μmol/L。
实施例4中(HA 4.0)，反应120分钟后总铁浓度(亚铁+三价铁)为2.3μmol/L，其中三价铁浓度为0.8μmol/L。
上述结果说明：一方面，小分子还原剂(草酸、抗坏血酸、盐酸羟胺)可以显著促进Fe3+被还原至Fe2+，另一方面，小分子还原剂还可以保证的总铁溶出浓度较低。
如图6所示，实施例1和实施例2中磷酸根的溶出浓度如下。
实施例1中磷酸根的溶出浓度最高为0.014mg/L，以P计算为0.0046mg/L。实施例2中磷酸根的溶出浓度最高为0.086mg/L，以P计算为0.028mg/L。上述2个实施例中的磷酸根溶出浓度均显著低于中华人民共和国污水综合排放标准(GB8978-1996)中磷酸盐的一级排放标准(0.5mg/L)。表明本套技术方案非常适合全面推广。
实施例5：水热碳化法制备污泥基生物炭磷酸铁
步骤一：取本地市政污水处理厂的二沉池内的污泥，常规手段离心脱水后制备成含水量不高于80％泥饼。
步骤二：将脱水后的污泥泥饼和磷酸铁颗粒(尾矿矿渣)混合后，在高温密闭反应釜中，水热碳化温度为180～260℃，压力为15～30bar；裂解60分钟以上，不超过150分钟；制备得到污泥基生物炭磷酸铁。
步骤三：将上述产物进行常规的球磨研磨破碎，过筛，制备的成品污泥基生物炭磷酸铁颗粒直径在2mm以下，且其磷酸铁含量不低于30wt％。
步骤三：将污泥基生物炭磷酸铁加入待处理废水，其中污泥基生物炭磷酸铁折合磷酸铁的终浓度为不低于0.2g/L；加入草酸至浓度为0.3～5mmol/L，加入H2O2为1～10mmol/L，搅拌均匀后以盐酸调节pH值大于2。
本步骤中，其他条件一致时，污泥基生物炭磷酸铁加入待处理废水后，磷酸铁的浓度为0.2～10g/L范围内均能达到一定的催化效果，超过10g/L后的催化效果基本无提升。
本步骤中，草酸浓度优选的为0.5～2mmol/L。
本步骤中，根据Fenton反应，依据投放的磷酸铁浓度，计算H2O2的理论值为上限即可，不需要超量投放。
本步骤中，搅拌均匀后以盐酸调节pH值在2～10之间，满足Fenton反应条件即可。
步骤四：搅拌处理不少于60分钟后，静置，取上清液转入后续废水处理步骤。
以本发明实施例制备的污泥基生物炭磷酸铁，分别按照实施例1的实验方法，降解磺胺二甲嘧啶，并检测反应后的降解率，结果如表1：
表1：
实施例6：热裂解法制备污泥基生物炭磷酸铁
步骤一：取本地市政污水处理厂的二沉池内的污泥，常规手段离心脱水后制备成含水量不高于80％泥饼。
步骤二：将脱水后的污泥泥饼和磷酸铁颗粒(尾矿矿渣)混合后，经过热裂解法，在氮气保护氛围中，升温速率为20℃/分钟升温至550℃，高温裂解60分钟以上；制备得到污泥基生物炭磷酸铁。
步骤三：将上述产物进行常规的球磨研磨破碎，过筛，制备的成品污泥基生物炭磷酸铁颗粒直径在2mm以下，并且其磷酸铁含量不低于30wt％。
步骤三：将污泥基生物炭磷酸铁加入待处理废水，其中污泥基生物炭磷酸铁折合磷酸铁的终浓度为不低于0.2g/L；加入抗坏血酸至浓度为0.5～5mmol/L，加入H2O2为1～10mmol/L，搅拌均匀后以盐酸调节pH值大于2。
本步骤中，其他条件一致时，污泥基生物炭磷酸铁加入待处理废水后，其磷酸铁的浓度为0.2～10g/L范围内均能达到一定的催化效果，超过10g/L后的催化效果基本无提升。
本步骤中，草酸浓度优选的为0.5～2mmol/L。
本步骤中，根据Fenton反应，依据投放的磷酸铁浓度，按照计算的H2O2的理论值投放即可。实际操作中，可以略微超量投放H2O2。
本步骤中，搅拌均匀后以盐酸调节pH值在2～10之间，满足Fenton反应条件即可。
步骤四：搅拌处理不少于60分钟后，静置，取上清液转入后续废水处理步骤。
以本方法制备的污泥基生物炭磷酸铁，分别按照实施例3的实验方法，对磺胺二甲嘧啶降解，并检测反应后的降解率，结果如表2：
表2：
分别以水热碳化法、热裂解法制备污泥基生物炭磷酸铁，配合不同的还原剂作为原料以实施例1的实验方法，对磺胺二甲嘧啶、甲草胺、氯代苯酚分别模拟有机废水做降解处理，并检测反应后的降解率，结果如表3：
表3：
对于污泥基生物炭，一般水热炭的孔隙率和比表面积稍低于高温热裂解炭。本发明的实施例中分别利用两种方法制备的污泥基生物炭磷酸铁颗粒催化Fenton反应的活性差异较小，并不具备决定性效果。只需体系pH值合适、H2O2和小分子还原剂(草酸、抗坏血酸、盐酸羟胺中的任意一种或多种)浓度足够即可。
在本发明的实施例中，加入小分子还原剂如草酸、抗坏血酸、盐酸羟胺一方面可以有效促进Fe3+与Fe2+间的循环，另一方面部分小分子还原剂和Fe3+形成络合物，可降低铁的还原电位，进一步促进Fe3+还原。
利用本发明所提供的方法，向含有机污染物的待处理水体中加入终浓度为0.1～10mmol/L的过氧化氢和终浓度为0.1～10mmol/L的小分子还原剂，调节体系pH值为2～10(优选为7以下)，加入剂量为0.1～10g/L的污泥基生物炭磷酸铁催化剂引发反应即可构成磷酸铁-小分子还原剂耦合的Fenton氧化水处理体系，快速降解水中的有机污染物。
与现有技术相比较，本发明利用污泥基生物炭和磷酸铁(矿渣来源)预制备为Fenton体系的铁元素来源，以及反应基质，同时还利用自然界中广泛存在的小分子还原剂如草酸、抗坏血酸、盐酸羟胺等，促进磷酸铁参与Fenton反应，提高铁循环效率，从而提高有机污染物降解速率。在各种含有机物的污水处理场景中具有广泛的应用前景。
上面对本发明所提供的耦合污泥生物炭-磷酸铁催化剂的Fenton氧化水处理方法进行了详细的说明。对本领域的一般技术人员而言，在不背离本发明实质内容的前提下对它所做的任何显而易见的改动，都将构成对本发明专利权的侵犯，将承担相应的法律责任。
Claims (8)
1.一种耦合污泥生物炭-磷酸铁催化剂的Fenton氧化水处理方法，其特征在于包括：
步骤一：对脱水后的污泥泥饼和磷酸铁颗粒混合后，经过热裂解法或水热碳化法制备污泥基生物炭磷酸铁；
步骤二：向有机废水中加入过氧化氢至终浓度为0.1～10mmol/L，加入小分子还原剂，至终浓度为0.1～10mmol/L；调节体系pH值为2～10；加入污泥基生物炭磷酸铁折合磷酸铁的终浓度为0.1～10g/L，发生Fenton反应降解有机废水。
2.如权利要求1所述的Fenton氧化水处理方法，其特征在于：
步骤一所得产物进行球磨研磨破碎，过筛，制备的成品污泥基生物炭磷酸铁颗粒直径在2mm以下，并且其磷酸铁含量不低于30wt％。
3.如权利要求1所述的Fenton氧化水处理方法，其特征在于所述水热碳化法制备污泥基生物炭磷酸铁的步骤为：
将脱水后的污泥泥饼和磷酸铁颗粒混合后，在高温密闭反应釜中，水热碳化温度为180～260℃，压力为15～30bar；至少裂解60分钟以上，不超过150分钟；制备得到污泥基生物炭磷酸铁。
4.如权利要求1所述的Fenton氧化水处理方法，其特征在于所述热裂解法制备污泥基生物炭磷酸铁的步骤为：
将脱水后的污泥泥饼和磷酸铁颗粒混合后，在氮气保护氛围中，升温速率为20℃/分钟升温至550℃，高温裂解60分钟以上；制备得到污泥基生物炭磷酸铁。
5.如权利要求1所述的Fenton氧化水处理方法，其特征在于：
所述磷酸铁颗粒为磷酸铁含量不少于2％的尾矿矿渣，并且研磨至整体粒径在1mm以下。
6.如权利要求1所述的Fenton氧化水处理方法，其特征在于：
所述污泥泥饼为市政污水处理厂二沉池内的污泥经脱水后得到的泥饼。
7.如权利要求1所述的Fenton氧化水处理方法，其特征在于：
所述小分子还原剂为草酸、抗坏血酸或者盐酸羟胺中的任意一种或多种。
8.如权利要求1所述的Fenton氧化水处理方法，其特征在于：
所述体系pH值为7以下。
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