芬顿污泥取自江西省某焦化厂，产自采用芬顿工艺的焦化废水深度脱色处理工序，所采集的污泥已经过离心机脱水，含水量约为80%。芬顿污泥采集至实验室后，于鼓风干燥箱中65 ℃干燥至恒重，先后经粉碎机和球磨机进行粉碎和研磨，密封保存待用。

取适量研磨后的芬顿污泥，于管式炉中密闭煅烧，煅烧温度为300~800 ℃，煅烧时间为3 h，升温速率为20 ℃∙min⁻¹，降温方式为炉内自然降温，煅烧产物以FS和煅烧温度命名(FS350)。取2.5 g芬顿污泥煅烧后产物投入100 mL一定浓度的硫酸溶液中，70 ℃水浴加热搅拌1 h，停止加热后继续搅拌冷却至室温，随后在磁铁辅助下分离出其中磁性材料，用水和无水乙醇清洗至pH呈中性，于真空干燥箱中65 ℃真空干燥，得到酸改性磁性材料，以AFS和煅烧温度命名(AFS350)。

管式炉(SKGL-1200，上海大恒光学精密机械有限公司)；电子天平(ME206，Mettler Toledo)；真空干燥箱(DZ-2BCIV，天津泰斯特仪器)；电热鼓风干燥箱(GZX-9140MBE，上海博讯医疗生物仪器)；粉碎机(YF6-2，浙江瑞安永历制药机械)；行星球磨机(QM-QX1L，长沙米琪仪器)；恒速电动搅拌器(JJ-4A，常州国宇仪器)、恒温水浴锅(DZKW-D-1，北京永光明医疗仪器)；恒温振荡器(HZQ-X300C，上海一恒科学仪器)；电感耦合等离子体质谱仪(iCAP-RQ，America Thermo)；X射线多晶衍射仪(SmartLab/3KW，Janpan Rigaku)、振动样品磁强计(SQUID-VSM，America Quantum Design)、扫描电子显微镜(FEI Quanta 400 FEG，America FEI)、X射线透射电镜能谱仪(Edax appllo xl，America EDAX)、傅立叶变换红外吸收光谱仪(Nicolet iS50 FT-IR，American Thermo)、比表面积及孔径分析仪(3Flex，America Micromeritics)、纳米粒度电位仪(Zetasizer Nano ZS90，England Malvern)

氢氧化钠(NaOH)、硝酸(HNO₃)、硫酸(NaOH)、无水乙醇(CH₃CH₂OH)、氯化钠(NaCl)、硝酸钾(KNO₃)、无水氯化钙(CaCl₂)、无水硫酸镁(MgSO₄)、十八水硫酸铝(Al₂(SO₄)₃∙18H₂O)、十水碳酸钠(Na₂CO₃∙10H₂O)和十二水磷酸三钠(Na₃PO₄∙12H₂O)购于国药集团化学试剂有限公司，均为分析纯；砷标准溶液(1g∙L⁻¹)和五价锑标准溶液(1g∙L⁻¹)购于厦门海标科技有限公司；实验用水为超纯水。

以五价锑标准溶液为母液稀释配制不同浓度的Sb(Ⅴ)溶液，吸附和解吸实验均在恒温振荡器中进行，吸附转速为200 r·min⁻¹，解吸转速为250 r·min⁻¹，除等温吸附实验外，其他实验温度均为25 ℃。煅烧温度、酸改性和pH影响实验的Sb(Ⅴ)溶液初始质量浓度分别为0.474、0.683和0.883 mg∙L⁻¹，吸附剂投加量分别为1.5、0.5和0.5 g∙L⁻¹，反应时间为4 h。动力学、等温吸附、共存离子和再生利用实验的吸附剂投加量均为1 g∙L⁻¹，pH均为4(通过NaOH和HNO₃调节)；动力学实验选择Sb(Ⅴ)溶液初始质量浓度为0~30 mg∙L⁻¹内的3个浓度；等温吸附实验温度选择15、25和35 ℃，Sb(Ⅴ)溶液初始质量浓度选择0~100 mg∙L⁻¹内的7个浓度；解吸实验振荡时间为3 h，其他实验反应时间为6 h。

使用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS)检测溶液中的Sb和Fe的浓度。对AFS350等材料进行表面面积分析(BET)、X射线衍射分析(XRD)、傅里叶红外光谱分析(FTIR)、磁滞回线分析(VSM)、扫描电镜和X射线能谱分析(SEM+EDS)、X射线光电子能谱分析(XPS)、电动电势分析(Zeta电位)，探究材料颗粒特性及对Sb(Ⅴ)的吸附机制。

去除率、吸附量和解吸率根据式(1)、式(2)和式(3)计算。

式中：${R}_{\mathrm{q}}$为去除率，%；${Q}_{\mathrm{e}}$为吸附量，mg∙g⁻¹；${R}_{\mathrm{d}}$为解吸率，%；${C}_{0}$和${C}_{t}$分别为Sb(Ⅴ)溶液初始质量浓度和t时刻或吸附结束后Sb(Ⅴ)溶液质量浓度，mg∙L⁻¹；V为溶液体积，L；m为吸附剂质量，g；${C}_{\mathrm{d}}$为解吸液中Sb(Ⅴ)质量浓度，mg∙L⁻¹；${V}_{\mathrm{d}}$为为解吸液体积，L。

吸附动力学拟合根据准一级动力学模型(式(4))、准二级动力学模型(式(5))、Elovich模型(式(6))和颗粒内扩散模型(式(7))计算。

式中：${q}_{t}$为t时刻的吸附容量，mg∙g⁻¹；${q}_{\mathrm{e}}$为饱和吸附容量，mg∙g⁻¹；t为吸附时间，min；${k}_{1}$为准一级反应动力学常数，min⁻¹；${k}_{2}$为准二级反应动力学常数，g∙(mg∙min)⁻¹；α为起始吸附速率，mg∙(g∙min)⁻¹；$\beta$为与表面覆盖度和化学吸附活化能有关的解吸常数，g∙mg⁻¹；${k}_{\mathrm{p}}$为颗粒内扩散速率常数，mg·(g·min^1/2)⁻¹；$C$为常数，mg∙g⁻¹。

吸附等温线拟合根据Langmuir模型(式(8)和式(9))、Freundlich模型(式(10))和Temkin模型(式(11)和式(12))计算。

式中：${{q}_{\mathrm{e}}\mathrm{和}q}_{\mathrm{m}}$分别为平衡吸附容量和理论最大吸附容量，mg∙g⁻¹；${C}_{\mathrm{e}}$为平衡质量浓度，mg∙L⁻¹；${K}_{\mathrm{L}}$为Langmuir吸附系数，L∙mg⁻¹；${K}_{\mathrm{F}}$和1/n为Freundlich常数；$T$为绝对温度，K；${b}_{\mathrm{T}}$为与吸附热有关的常数，J∙mol⁻¹；R为热力学常数，8.314 J∙(mol∙K)⁻¹；${B}_{\mathrm{T}}$为Temkin常数；${A}_{\mathrm{T}}$为对应最大结合能的平衡结合常数，L∙mg⁻¹。

煅烧温度直接影响制备材料的成分、形貌和稳定性。不同温度煅烧产物对Sb(Ⅴ)的去除情况见图1。同条件下FS350对Sb(Ⅴ)去除率最高。使用酸液对材料进行改性，可提高孔隙度，暴露出更多的活性基团和吸附位点。本研究选择硫酸溶液对煅烧材料进行改性，不同浓度硫酸溶液改性后的FS350对Sb(Ⅴ)的去除率变化见图2。0.2 mol∙L⁻¹的硫酸溶液改性效果最佳，将其命名为AFS350且用于后续实验。

由图3可见，FS350与AFS350具有粗糙的多孔结构，存在不规则的孔洞，其中AFS350经酸液溶蚀后，表面更粗糙，孔洞更多。EDS表征显示，AFS350中Fe、O和C元素的质量占比分别为51.2%、24.6%和19.9%，Na、Si、Ca等其他元素共计占比约4.3%，Fe、O、C元素的原子比为1:1.68:1.79。由图4可见，原始芬顿污泥和FS350的颗粒粒径在65 μm以内，20 μm左右分布最多。AFS350的粒径分布在0~250 μm，由于存在略微的团聚，酸改性后的颗粒粒径有所增大。原始芬顿污泥、FS350和AFS350的比表面积分别为80.2、55.2和63.8 m²∙g⁻¹，孔径体积分别为0.144、0.128和0.166 cm³∙g⁻¹，平均孔径分别为6.42、7.99和8.88 nm。由图5可见，AFS350的N₂吸脱附曲线符合Ⅳ型吸附等温线，存在明显的吸附回滞环，表明AFS350为裂隙孔材料，孔形可能为狭长裂口形，对N₂的吸附是在介孔吸附剂上的物理吸附，对应有毛细凝聚现象的单层吸附体系^[15]。

由图6可见，2θ为30.3°、35.7°、43.4°、53.9°、57.3°、63°的衍射峰与Fe₃O₄标准谱(PDF#89-0688)上(220)、(311)、(400)、(422)、(511)、(440)晶面对应良好。这表明2种材料的主要成分为Fe₃O₄。由图7可见，FS350和AFS350的饱和磁强度分别为24.8 emu∙g⁻¹和26.1 emu∙g⁻¹，在磁场作用下可快速聚集沉降，为其从溶液中快速分离提供基础。

由图8可见，3 419 cm⁻¹强而宽的吸收峰归因于羟基(—OH)的伸缩振动。表明存在吸附水^[16]。1 625 cm⁻¹和1 035 cm⁻¹的谱峰归因于COOH基团^[16]，1 385 cm⁻¹处的峰归因于—OH的弯曲振动^[17]，1 120 cm⁻¹处的峰可能与C—O的伸缩振动和—OH的弯曲振动有关^[18]，568 cm⁻¹处谱峰归因于Fe—O官能团的伸缩振动，表明材料中存在铁氧化物^[16]。以上结果表明，AFS350表面含有较丰富的羟基和羧基^[1]。AFS350的羟基伸缩振动峰峰强和峰宽均较FS350显著增加。这是因为酸改性向FS350中引入了新的羟基，酸溶蚀作用也使其暴露出更多的功能基团。

溶液pH会影响吸附剂与吸附质的表面带电情况，对Sb(Ⅴ)的吸附产生直接影响。由图9可见，在pH为3~10时，Sb(Ⅴ)的去除率随pH升高先缓慢后迅速降低。这是因为Sb(Ⅴ)在pH＞3的溶液中主要以${\mathrm{S}\mathrm{b}\left(\mathrm{O}\mathrm{H}\right)}_{6}^{-}$形式存在^[19]，而图10中AFS350的等电点为6.42，当pH＞6.42时AFS350表面带负电荷，因此当溶液pH呈碱性时，AFS350对${\mathrm{S}\mathrm{b}\left(\mathrm{O}\mathrm{H}\right)}_{6}^{-}$的排斥力占主导，导致其对Sb(Ⅴ)的吸附量显著降低。根据不同pH下AFS350对Sb(Ⅴ)的去除率变化，确定最佳pH为4。结果表明，AFS350在pH为7时铁溶出量最低，酸性条件下的铁溶出量高于碱性条件。这是由于Fe³⁺和Fe²⁺在酸碱条件下不同存在形式的原因。集中式生活饮用水地表水源地的铁含量标准限值为0.3 mg∙L⁻¹，与之相比，绝大多数情况下AFS350的铁溶出量是安全的。

AFS350对Sb(Ⅴ)的吸附量随时间的变化如图11所示，表现出随时间增加先快速吸附后缓慢吸附至平衡的曲线形态。动力学模型拟合参数见表1，结果表明，AFS350吸附Sb(Ⅴ)与准二级动力学模型更为符合，可决系数R²大于0.98，高于准一级动力学，这说明AFS350有饱和吸附点^[20]，对Sb(Ⅴ)的吸附主要为化学吸附^[21]，吸附速率与驱动力的平方成正比关系^[22]。准一级动力学模型拟合的R²值(0.94~0.95)也较高，表明还存在着非主导的物理吸附过程，这与材料本身的物理特性有关。此外，AFS350对Sb(Ⅴ)的吸附还符合Elovich模型(R²＞0.99)，说明该吸附为非均质表面吸附^[23-24]，吸附中可能发生了共用电子对及价电子的转移，存在化学反应^[20]。

颗粒内扩散模型可判定吸附过程中是否由颗粒内扩散起决定作用^[25]，${k}_{\mathrm{p}}$越大，金属离子越容易在吸附材料表面进行内部扩散。粒子内扩散模型可分为2个阶段进行分别拟合，一段为外表面扩散拟合，另一段为内表面扩散拟合。

由图12和表2可见，颗粒内扩散模型拟合的R²值高，拟合图由两段直线组成，将反应分为20 min前后2个阶段，一阶段表示吸附质扩散到吸附剂表面的过程，即膜扩散过程，二阶段为吸附质在吸附剂空隙内扩散的过程，即颗粒内扩散过程^[22]。拟合结果中3个浓度的2个阶段拟合截距均不过零点，说明颗粒内扩散速率不是控制AFS350吸附Sb(Ⅴ)的唯一速率，吸附速率是由膜扩散和颗粒内扩散速率共同决定的^[22]。

吸附等温线是在温度一定的条件下，表达反应平衡时吸附量同溶液浓度之间关系的数学式，可解释吸附现象的本质。由图13和表3的拟合结果可见，AFS350对Sb(Ⅴ)的吸附量随温度升高而增加。说明该吸附为吸热反应，提高温度有利于吸附进行。由拟合的可决系数可知，3种等温模型的拟合度顺序为Freundlich＞Temkin＞Langmuir，说明AFS350对Sb(Ⅴ)的吸附是多分子层吸附，材料表面可能不均匀，吸附位点异质性分布，存在各处吸附能力不相同的情况。这与SEM的表征结果一致^{[22,24,26-27]}。从Freundlich模型中拟合得到3个温度的吸附浓度指数1/n均小于0.5，说明吸附容易进行^[22]。当Sb(Ⅴ)溶液为不同初始质量浓度时，根据Langmuir方程定义的无量纲因子${R}_{\mathrm{L}}$均在0~1，说明该吸附为优惠吸附，容易自发进行^[22]。Temkin模型拟合的可决系数较高(＞0.92)，表明该吸附过程中吸附热随温度线性变化，为化学吸附^[22]。

通过共存离子影响实验考察多种阴阳离子对Sb(Ⅴ)去除的影响，实验所用Sb(Ⅴ)溶液的质量浓度为17.32 mg∙L⁻¹。共存离子中，${\mathrm{A}\mathrm{s}}_{\left(20\right)}^{3+}$和${\mathrm{P}\mathrm{O}}_{4\left(20\right)}^{3-}$的质量浓度为20 mg∙L⁻¹，其他溶液的离子质量浓度为50 mg∙L⁻¹。由图14可见，${\mathrm{S}\mathrm{O}}_{4}^{2-}$(硫酸钠配制)的存在对溶液中Sb(Ⅴ)的去除有一定影响，这与已有研究报道一致^[27-28]。Al³⁺(硫酸铝配制)、As³⁺和${\mathrm{P}\mathrm{O}}_{4}^{3-}$对Sb(Ⅴ)去除影响较大，其中${\mathrm{S}\mathrm{O}}_{4}^{2-}$、As³⁺和${\mathrm{P}\mathrm{O}}_{4}^{3-}$影响Sb(Ⅴ)去除的原因相同，是由于${\mathrm{S}\mathrm{O}}_{4}^{2-}$、${\mathrm{A}\mathrm{s}\mathrm{O}}_{2}^{-}\mathrm{和}{\mathrm{P}\mathrm{O}}_{4}^{3-}$阴离子在铁氧化物材料表面形成了内层络合物，与溶液中的${\mathrm{S}\mathrm{b}\left(\mathrm{O}\mathrm{H}\right)}_{6}^{-}$竞争吸附，其相似的吸附机理抑制了AFS350对Sb(Ⅴ)的吸附^[27-29]；Al³⁺对Sb(Ⅴ)的去除产生抑制是因为配制Al³⁺溶液时引入了浓度数倍于Al³⁺的${\mathrm{S}\mathrm{O}}_{4}^{2-}$。As、P由于和Sb为同一主族元素，又同是以三元酸形式存在，具有几乎相似的结构和化学性质，与Sb(Ⅴ)竞争相同吸附点位的作用更强，因此，更不利于Sb(Ⅴ)的去除，并且在共存溶液表现出较Sb(Ⅴ)优先被去除的特性^[30]。Na⁺、K⁺等常见阳离子对Sb(Ⅴ)的去除几乎没有影响，说明静电吸引在吸附过程中不占主导作用。

对吸附剂进行再生和再利用，可回收重金属，减少处理废物的产生，降低成本。实验中用于吸附的Sb(Ⅴ)溶液质量浓度为9.94 mg∙L⁻¹，再生液选择体积为吸附溶液体积1/10的H₂SO₄和NaOH溶液，以解吸率作为评价标准，考察不同解吸液对AFS350的解吸再生能力。由图15可见，H₂SO₄溶液对Sb(Ⅴ)的解吸率比NaOH溶液更高，经过3 h的脱附，1 mol∙L⁻¹的H₂SO₄溶液对AFS350的解吸率约为70%。根据不同解吸液的解吸表现，选择1 mol∙L⁻¹的H₂SO₄溶液作为解吸液。

以1 mol∙L⁻¹的H₂SO₄溶液对吸附后的AFS350解吸再生，再生后的吸附剂再次投入Sb(Ⅴ)溶液中进行吸附，依次循环。由图16可见，AFS350对溶液中Sb(Ⅴ)的初始去除率为95.2%，经3次再生后Sb(Ⅴ)的去除率降为65.9%。解吸率在多次再生中逐渐升高。这是因为每次脱附均不完全，吸附剂中积累的未脱附Sb(Ⅴ)的量逐渐增多，因此，每次的脱附量和解吸率逐渐增大。由于材料自身结晶度不高，又在解吸再生中被酸液溶蚀，多次再生后，AFS350的稳定性降低，根据材料稳定性和去除率表现，认为3次的再生次数较为合适。

为考察AFS350对实际含锑废水的处理效果，选择了2种含锑废水进行实验，处理目标为≤5 μg∙L⁻¹。水样1为废弃矿洞涌水，pH为7.1，锑含量为3.33 mg∙L⁻¹，以5.5 g∙L⁻¹投加量投加AFS350，吸附后的锑含量为4.2 μg∙L⁻¹；水样2为某锑制品厂洗地水，pH为7.3，锑含量为10.7 mg∙L⁻¹。采用了2种方法进行处理：方法一为2次吸附法，第1次吸附以4 g∙L⁻¹投加量吸附4 h，处理后的锑含量为0.17 mg∙L⁻¹，第2次吸附以0.5 g∙L⁻¹投加量再吸附4 h，处理后废水的锑含量为3.7 μg∙L⁻¹；方法二为絮凝沉淀联合吸附法，先投加PFS(投加量为0.2 g∙L⁻¹)和微量PAM溶液(质量浓度为3 g∙L⁻¹)进行混凝沉淀，处理后上清液的锑含量为0.70 mg∙L⁻¹，再以2 g∙L⁻¹的投加量向上清液中投加AFS350进行吸附，吸附4 h后废水的锑含量为2.1 μg∙L⁻¹。以上AFS350对实际废水的处理去除率均接近100%。实验还对AFS350进行了再生利用，经1、2次再生后吸附容量分别降低4%~8%和10%~16%。

有研究^[27]表明，铁氧化物表面的羟基在吸附Sb(Ⅴ)的过程中发挥重要作用。由图8可见，吸附后AFS350的羟基特征峰强度减弱。造成红外光谱谱带吸收损失的原因是AFS350中铁氧化物表面功能性羟基对锑的吸附^[18]。Fe—O的峰强在吸附后减弱，是由于Sb的负载形成了Fe—O—Sb络合减弱了信号^[31]。有研究^[32-35]表明，锑酸盐、磷酸盐和砷酸盐都是以内层络合形式结合到针铁矿、磁铁矿等铁氧化物表面。内层结合阴离子的主要机制是配体交换，表面羟基与阴离子配体的交换过程中，由于表面羟基的质子化，较低的pH有利于表面络合物的形成^[36]。这与本研究中溶液pH对Sb(Ⅴ)吸附影响的结果一致。因此，分析认为，AFS350对Sb(Ⅴ)的吸附主要为其中铁氧化物对Sb(Ⅴ)的化学吸附，主要作用是羟基的配体交换，形成了FeO—${\mathrm{S}\mathrm{b}\left(\mathrm{O}\mathrm{H}\right)}_{5}^{-}$形式的内层络合物^[36-38]。

由图17(b)可见，吸附前的O1s峰结合能为530.2 eV，可分为530.1、531.4和532.8 eV的3个子峰，结合能为530.1 eV处的第1个峰为Fe₃O₄晶格和金属氧化物键中存在的氧^[39]；531.4 eV处的峰对应于—OH基团的峰^[40]；532.8 eV处的峰表明材料表面存在吸附水^[26,40]。吸附后，由于Sb的负载，图17(c)中出现了Sb的峰，由于Sb的峰与O的峰重叠，Sb3d_5/2+O1s的结合能增加到530.9 eV，峰强明显增强。Sb3d_3/2和Sb3d_5/2的结合能分别为540.3 eV和530.8 eV(Δ=9.5 eV)，对照数据库判断其价态为正五价，与吸附所用初始溶液中的Sb价态相同，表明Sb在吸附过程中未发生氧化还原反应。有研究^[36,41]表明，铁氧化物吸附Sb(Ⅴ)后，由于Fe—OH和Sb—OH发生配位反应，—OH的特征峰面积及在O1s峰面积中的占比会降低。AFS350在吸附后，—OH峰的面积增加了约42%，面积和占比均未按照预期降低。这是因为吸附是在pH为4的酸性溶液中进行，向吸附剂中引入了新的羟基。吸附后，AFS350的O1s峰位置和强度变化表明含氧官能团参与了Sb(Ⅴ)的吸附，其中—OH官能团起到了重要作用，形成了Fe—O—Sb的内层络合结构^[42-43]。

由图17(d)和图17(e)的Fe2p光谱中可见，吸附前后Fe2p_1/2和Fe2p_3/2自旋轨道能级的能量差分别为13.9 eV和13.6 eV。这与已有研究结果一致^[44]。在吸附前后Fe2p_3/2主峰中均检测到Fe(Ⅱ)(710.6 eV和710.5 eV)和Fe(Ⅲ)(712.1 eV和712.1 eV)的子峰，表明Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)氧化物的存在^[45]。其中吸附前Fe2p_3/2谱峰中Fe(Ⅲ)与Fe(Ⅱ)峰面积比为1.44:1，表明Fe(Ⅲ)的量多于Fe(Ⅱ)。这是由于制备时的煅烧温度不高，Fe(Ⅲ)转化为Fe₃O₄的量尚少的原因，因此，与一般磁铁矿中Fe(Ⅲ)和Fe(Ⅱ)的化学计量比存在差异^[46]。吸附后Fe(Ⅲ)的峰面积占比略有降低，是因为在酸性溶液中被碳少量还原的原因。Fe2p和C1s光谱在吸附前后的形状和强度基本没有变化，表明其在吸附过程结构保持稳定^[16]。

1)350 ℃煅烧热解并以0.2 mol∙L⁻¹硫酸溶液改性制备的芬顿污泥基磁性吸附剂(AFS350)为介孔结构颗粒，具有粗糙的表面和较大的比表面积(63.8 m²∙g⁻¹)，主要成分为Fe₃O₄和碳，饱和磁强度为26.1 emu∙g⁻¹，可在磁场作用下快速分离。

2)动力学和等温吸附拟合表明，AFS350吸附Sb(Ⅴ)更符合准二级动力学和Freundlich等温模型，Elovich动力学模型、颗粒内扩散模型和Temkin等温模型的可决系数也较高，说明AFS350对Sb(Ⅴ)的吸附是多分子层异质吸附，吸附过程以化学吸附为主导，膜扩散和颗粒内扩散速率共同决定吸附速率。

3)酸性条件有利于AFS350对Sb(Ⅴ)的吸附，${\mathrm{S}\mathrm{O}}_{4}^{2-}$、${\mathrm{A}\mathrm{s}\mathrm{O}}_{2}^{-}\mathrm{和}{\mathrm{P}\mathrm{O}}_{4}^{3-}$会抑制Sb(Ⅴ)的去除；1 mol∙L⁻¹硫酸适宜作为AFS350的再生液，3次再生后吸附容量降低了约29.3%。AFS350对Sb(Ⅴ)的吸附以形成Fe—O—Sb配位结构的内层络合作用为主，—OH的配体交换在其中发挥了重要作用。

4) AFS350可将较高浓度的矿洞涌水和锑制品厂废水中的锑去除至5 μg∙L⁻¹以下，去除率接近100%，经过2次再生后吸附容量降低10%~16%，再生利用性能较为稳定，通过煅烧芬顿污泥制备磁性吸附剂具有实际应用价值。