废水深度脱氮除磷技术
深度除磷脱氮污水处理工艺
深度除磷脱氮污水处理工艺摘要：随着社会经济的加速发展，人们日常生活中所知道的环境污染也在日益加剧。
党中央在报告会上明确地指出来金山银山不如青山绿水的口号。
各级政府部门逐渐意识到处理污水对于加强城市环境建设以及加快建设社会主义现代化进城的重要性。
其中，城市污水作为城市环境建设中最为关键也是最难处理的因素之一，正在引起社会多方面的关注。
因此，我们在本篇文章中主要对于当前深度处理污水中氮、磷两种化学成分的工艺研究和阐述，希望能够对于城市污水处理提供一些建设性的意见。
关键词：深度；除磷脱氮；污水处理工艺前言：随着城市化进城的不断推进，对于城市污水处理的要求也在随之发生变化。
污水之前处理过程中只要求出去基本的一些污染物，但是现在污水处理的标准正在不断地升高，现在的污水处理过程中还要将其中的氮磷一并出去，来保证生态环境安全。
城市污水中氮磷的数量只有在经过污水处理操作之后达到一定的标准之后才可以排放，极为地严苛。
在当前的城市污水处理过程中主要考虑两个方敏的问题，第一个是关于污水处理后内含氮磷元素的多少，第二是考虑到污水处理操作的经济效益，一般情况下，污水处理工厂都会选择又经济又实惠的污水处理方法。
一、为什么要除去污水中的氮磷物质城市中的污水主要有两个来源，一个是居民日常生活污水的排放。
另一个主要来源就是工业工厂生产过后所造成的污水排放。
这两种来源的污水中都含有大量的氮、磷两种物质。
之所以城市污水处理操作要出去氮磷，主要是因为氮、磷两种元素若未经处理后排放会造成以下几种危害。
氮磷的主要危害之一就是随着污水进入到广大的江河湖泊，打破原有生态环境中微量元素的平衡，造成水体的富营养化，水体内的鱼类，虾类以及其他生物因为缺氧而死亡，进一步造成了水质的污染。
氮磷物质未经处理后污水进行排放的第二个巨大的害处就是会污染水源和水质。
污水排放的时间和地点不对都会造成对于干净水源或者是水质的严重影响。
这又会进一步地增加水质处理的时间和成本。
科技成果——低碳氮比的污水自养与异养耦合深度脱氮除磷技术
科技成果——低碳氮比的污水自养与异养耦合深度脱氮除磷技术所属领域城镇/农村生活污水治理及面源污水深度处理技术技术开发单位北京和众大成环保科技有限公司、中交公路规划设计院有限公司成果简介本次申报的“低碳氮比的污水自养与异养耦合深度脱氮除磷技术”的核心是“CIA-MEC内电解自供电子生物载体”。
（一）CIA-MEC内电解自供电子生物载体简介CIA-MEC内电解自供电子生物载体生物膜形态HZ-AD自养反硝化脱氮除磷反应器内采用CIA-MEC内电解自供电子生物载体为主要填料。
该技术通过“CIA-MEC内电解自供电子生物载体”的放热过程，促进滤床内填料的化学、生物耦合作用，将污水中有机物、氮、磷和重金属悬浮物等污染物有效去除。
其作用机理有：1、络合作用：连续释放的亚铁离子成为络合剂；2、混凝作用：连续释放的亚铁离子成为高效的混凝剂；3、还原作用：产生的新生态氢使一些显色基团脱色；4、氧化作用：产生一定量的新生态氧具有很强的氧化性，可氧化一部分有机物。
（二）HZ-AD型自养反硝化脱氮除磷反应器简介HZ-AD型自养反硝化脱氮除磷反应器系统工艺流程图依托“低碳氮比的污水自养与异养耦合深度脱氮除磷技术”，开发了“HZ-AD型自养反硝化脱氮除磷反应器”等系列化污水深度处理设备。
HZ-AD型自养反硝化脱氮除磷反应器采用CIA-MEC内电解自供电子生物载体对污水进行深度处理技术，其工艺流程图如图2所示：1、来水自A反应器进水口进入A反应器，通过分布器的作用均匀分布，A反应器内填充有CIA-MEC内电解自供电子生物载体等多层填料，污水自下而上流经填料层而得到初步净化；2、初步净化后的污水通过溢流堰自流进入B反应器，通过分水器的作用均匀分布在B反应器的表面，B反应器内填充有CIA-MEC内电解自供电子生物载体等多层填料，污水自上而下流经填料层而得到再次净化；3、B反应器底部的污水通过循环泵回流至A反应器底部，实现AD反应回流；4、净化后的污水通过管道进入B反应器出水口外排；5、B反应器底部设有曝气系统，曝气系统提供微量的氧气，使得附着在B反应器填料表面的硝化菌进行好氧反应，把氨氮转化为硝酸盐，对污水进行彻底的净化。
污水处理方法之除磷、脱氮
污水处理方法之除磷、脱氮污水处理方法之除磷、脱氮：除磷：城市废水中磷的主要来源是粪便、洗涤剂和某些工业废水，以正磷酸盐、聚磷酸盐和有机磷的形式溶解于水中。
常用的除磷方法有化学法和生物法。
A、化学法除磷：利用磷酸盐与铁盐、石灰、铝盐等反应生成磷酸铁、磷酸钙、磷酸铝等沉淀，将磷从废水中排除。
化学法的特点是磷的去除效率较高，处理结果稳定，污泥在处理和处置过程中不会重新释放磷造成二次污染，但污泥的产量比较大。
B、生物法除磷：生物法除磷是利用微生物在好氧条件下，对废水中溶解性磷酸盐的过量吸收，沉淀分离而除磷。
整个处理过程分为厌氧放磷和好氧吸磷两个阶段。
含有过量磷的废水和含磷活性污泥进人厌氧状态后，活性污泥中的聚磷商在厌氧状态下，将体内积聚的聚磷分解为无机磷释放回废水中。
这就是“厌氧放磷”。
聚磷菌在分解聚磷时产生的能量除一部分供自己生存外，其余供聚磷菌吸收废水中的有机物，并在厌氧发酵产酸菌的作用下转化成乙酸背，再进一步转化为PHB （聚自-短基丁酸）储存于体内。
进入好氧状态后，聚磷菌将储存于体内的PHB进行好氧分解，并释放出大量能量，一部分供自己增殖，另一部分供其吸收废水中的磷酸盐，以聚磷的形式积聚于体内。
这就是“好氧吸磷”。
在此阶段，活性污泥不断增殖。
除了一部分含磷活性活泥回流到厌氧池外，其余的作为剩余污泥排出系统，达到除磷的目的。
脱氮：生活废水中各种形式的氮占的比例比较恒定：有机氮50%~60%，氨氮40%～50%，亚硝酸盐与硝酸盐中的氮占 0～5%。
它们均来源于人们食物中的蛋白质。
脱氮的方法有化学法和生物法两大类。
A、化学法脱氮：包括氨吸收法和加氯法。
a、氨吸收法：先把废水的pH值调整到10以上，然后在解吸塔内解吸氨b、加氯法：在含氨氮的废水中加氯。
通过适当控制加氯量，可以完全除去水中的氨氮。
为了减少氯的投加量，此法常与生物硝化联用，先硝化再除去微量的残余氨氮。
B、生物法脱氮：生物脱氮是在微生物作用下，将有机氮和氨态氮转化为氮气的过程，其中包括硝化和反硝化两个反应过程。
脱氮除磷污水处理工艺最新版本
生物法除磷的理论基础:
生物除磷是利用聚磷菌一类的微生物, 能够过量地, 在数量上超过其生理需要, 从外部环境摄取磷, 并将磷以聚合的形态储藏在体内, 形成高磷污泥, 排出系统外, 达到从污水中除磷的效果。
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有机磷 ADP ATP 无机磷 无机磷 ATP ADP 有机磷 释放 聚磷 聚 磷 菌 → 聚 磷 菌 合成 降解 溶解质 ATP ADP PHB PHB ADP ATP 无机物 厌氧段 好氧段 聚 磷 菌 的 作 用 机 理
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该反应的微生物属自养型厌氧细菌，生长速率非常低，但将氨氮厌氧转化能力非常高，可以达到4.8kgTN/(m3·d)，最佳运行条件: 温度为10～43℃，pH值为6.7～8.3。
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自养型氨厌氧氧化菌生长慢，启动时间非常长，为使ANAMMOX污泥保留在反应器中并得到足够的生物量，需要有效的污泥截留(由此建议用生物膜反应器)。另外ANAMMOX过程的营养需求，是否出现羟胺、肼类化合物，二氧化氮等代谢中间产[HJ]物和二次污染问题等都是新工艺实际运行中要解决的问题。
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图1 ANAMMOX流化床反应器装置 1.污水 2.亚硝酸盐溶液 3.4.5.泵 6.取样口 7.ANAMMOX流化床反应器 8.恒温水浴 9.水封 10.湿式气体流量计 11.出水
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该工艺的本质是通过控制环境温度造成两类细菌不同的增长速率,利用该动力学参数的不同造成“分选压力” 。使用无需污泥停留(以恒化器方式运行,其SRT=HRT)的单个CSTR反应器来实现,在较短的HRT(即SRT)和30 ~40℃的条件下,可有效地通过种群筛选产生大量的亚硝酸盐氧化菌,并使硝化过程稳定地控制在亚硝化阶段,以 ＮＯ2-为硝化终产物。SHARON工艺适用于含高浓度氨(>500ｍｇ/Ｌ)废水的处理工艺,
污水脱氮除磷技术介绍
污水脱氮除磷技术介绍污水脱氮除磷技术是指对污水中的氮、磷进行有效去除的技术。
磷和氮是污水中的主要污染物之一，如果不进行有效去除，会导致水体富营养化，引发藻类大量繁殖，影响水体的生态平衡。
因此，对污水中的氮、磷进行去除是保护水体环境的重要措施之一一、污水脱氮技术1.生物脱氮法：生物脱氮法是利用特定微生物将污水中的氨氮转化为氮气排放。
这种方法需要提供好氧和缺氧条件，通过调控曝气和停氧时间，使特定微生物发挥作用。
目前常用的生物脱氮方法有硝化-反硝化法和厌氧氨氧化-硝化法两种。
2.化学脱氮法：化学脱氮法是指通过加入化学药剂使污水中的氮污染物发生化学反应，将氮污染物转化为氮气排放。
常用的化学药剂有硫酸铁、硫酸铝等。
这种方法操作简单，但药剂投入量大，处理成本较高。
3.膜法脱氮：膜法脱氮是利用气液界面上的气流驱动气体分子穿透膜，并利用膜的选择性透过性，选择性去除污水中的氮气。
膜法脱氮技术通常包括反渗透法(RO)、气体渗透法(GO)、气体渗透双极渗透法(GPD)等。
二、污水除磷技术1.化学除磷法：化学除磷法是通过加入化学药剂与污水中的磷形成沉淀物，将磷从污水中去除。
常用的化学药剂有氢氧化钙(Ca(OH)2)、氢氧化铝(Al(OH)3)等。
这种方法操作简单，但药剂投入量大，处理成本较高。
2.生物除磷法：生物除磷法是通过调控好氧-缺氧情况下特定微生物的生长环境，促使其在缺氧条件下吸收和积累磷。
常用的生物除磷方法有反硝化除磷法、AO法、高效耐磷生物工艺等。
3.吸附除磷法：吸附除磷法是通过将特定材料引入污水中，利用材料对磷的吸附性能，将污水中的磷吸附到材料表面。
常用的吸附材料有Fe3O4、氧化铝、活性炭等。
4.膜法除磷:膜法除磷是利用膜的选择性透过性，选择性去除污水中的磷。
常见的膜法除磷技术有微滤膜法(MF)、超滤膜法(UF)、纳滤膜法(NF)、反渗透膜法(RO)等。
需要注意的是，不同的工业场所的污水特性各异，其处理过程、工艺选择也会有所不同。
AOA工艺内源反硝化强化深度脱氮除磷
AOA工艺内源反硝化强化深度脱氮除磷AOA工艺内源反硝化强化深度脱氮除磷摘要：过量的氮和磷污染对水体生态造成严重威胁，因此高效的脱氮除磷技术显得尤为重要。
AOA工艺内源反硝化技术是近年来被广泛研究和应用的一种脱氮除磷技术。
本文通过介绍AOA工艺的原理、优势和应用，探讨其在深度脱氮除磷方面的应用前景和潜力。
一、引言水体中的氮和磷污染是近几十年来全球面临的严重环境问题之一。
氮和磷是水体生物生长和发展所必需的元素，但过量的氮磷导致了水体富营养化，引发藻类大量繁殖，水质恶化，甚至导致水体缺氧和死亡。
因此，高效的脱氮除磷技术对于改善水质，保护水体生态环境至关重要。
二、AOA工艺的原理和优势AOA工艺（Anaerobic-Anoxic-Aerobic）是一种采用内源反硝化方式进行脱氮除磷的工艺。
其原理是通过在一个系统中引入缺氧和厌氧环境，利用内源反硝化菌将硝态氮还原为氮气，并通过缺氧环境中的异养微生物将磷酸盐转化为无机磷，从而达到脱氮除磷的效果。
AOA工艺相较于传统的生物处理技术具有以下优势：1. 高效脱氮除磷：AOA工艺通过内源反硝化和异养微生物的耦合作用，能够实现高效的脱氮和除磷效果，大大降低了水体中氮磷浓度。
2. 节约能源：传统的脱氮除磷技术往往需要外源供碳源，而AOA工艺通过内源反硝化可以利用废水中的有机物作为碳源，减少了外源能源的需求。
3. 减少污泥产生：传统的脱氮除磷技术常常伴随着大量的污泥产生，而AOA工艺由于使用了内源反硝化菌和异养微生物，大大降低了污泥产生量。
三、AOA工艺在深度脱氮除磷方面的应用前景和潜力AOA工艺作为一种新兴的脱氮除磷技术，目前已经被应用于许多水处理厂和污水处理厂。
它在深度脱氮除磷方面具有很大的应用前景和潜力。
1. 提高脱氮效果：AOA工艺可以通过调节操作条件和优化菌种结构，进一步提高脱氮效果，从而满足更加严格的脱氮要求。
2. 实现资源回收利用：AOA工艺不仅可以脱氮除磷，还可以回收废水中的有机物和磷酸盐，实现资源的回收利用，减少对外部环境的依赖。
废水脱氮除磷工艺
废水脱氮除磷工艺
废水脱氮除磷工艺是一种用于处理含有高浓度氮和磷的废水的技术，旨在减少这些有害污染物的排放，以满足环保标准。
以下是常见的废水脱氮除磷工艺：
1.生物脱氮除磷工艺：
生物脱氮（BNR）：生物脱氮是通过在废水处理系统中引入一些特定的微生物，将废水中的氮转化为氮气的过程。
这通常包括硝化和反硝化两个阶段，其中氨氮首先被氧化成亚硝酸盐，然后转化为氮气。
生物除磷（BPR）：生物除磷是通过引入能够吸附磷的微生物，将废水中的磷物质吸附并沉淀出来的过程。
2.化学脱氮除磷工艺：
化学沉淀：添加化学药剂，如氧化铁、氧化铝等，与废水中的磷形成沉淀物，从而实现除磷的效果。
这一过程通常被称为磷酸盐的化学沉淀。
硝化-脱硝：使用化学方法将废水中的氨氮氧化成硝酸盐，然后再还原成氮气。
3.物理化学脱氮除磷工艺：
生物物理化学一体化工艺：将生物处理、物理处理和化学处理结合在一起，以提高脱氮除磷效果。
膜分离技术：利用膜过滤技术，如超滤、反渗透等，从废水中去除氮和磷。
4.湿地处理：
人工湿地：利用植物和微生物的协同作用，通过湿地过程去除废水中的氮和磷。
自然湿地模拟：模仿自然湿地的生态系统，利用湿地中的植物和微生物去除废水中的有机和无机污染物。
污水处理中的脱氮除磷工艺
污水处理中的脱氮除磷工艺
通常污水处理设备的外壳都是金属材质（碳钢、不锈钢）或者玻璃钢材质制作。
不同的污水处理设备对污染水的敏感度处理工艺和处理后的排放标准都不相同。
污水中95%以上的氨氮（HN3-N）以NH4的形式存在。
通过鼓风曝气，亚硝酸菌首先将氨氮转化为亚硝酸盐：
（亚硝酸菌）NH4+1.5O2NO2-+2H+H2O。
然后将亚硝酸盐转化为硝酸盐：硝酸菌No2总体反应为：NH4+2O2NO3+2H+H2O。
污水处理设备
以上反应在好氧部分进行。
在厌氧部分，硝酸盐和亚硝酸盐通过兼氧微生物或厌氧微生物（如碱生产菌、假单胞菌、无色杆菌等）进行反硝化和脱氮。
反消化菌利用NO3中的氧（又称化合态氧或硝化氧）继续分解代谢有机污染物，去除BOD5，同时将NO3中的氮转化为氮N2这个过程可以用以下方式表示：
反消化菌NO3-+有机物N2+N2O+OH。
除磷原理：
厌氧段优势的非丝状储磷菌分解储存的聚磷酸盐，提供能量，吸收水中大量的BOD5，释放正磷酸盐，降低厌氧段的BOD5，提高磷含量。
公厕污水进入好氧段后，好氧微生物利用氧化分解获得的能量，吸收原水中释放的大量正磷和磷，完成磷的过渡积累，达到去除BOD5和除磷的目的。
污水处理脱氮除磷工艺原理。
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废水深度脱氮除磷技术近年来，随着我国经济的快速发展，大量处理不彻底的生化尾水排入河流、湖泊中，使水体中氮磷元素大量积聚，造成水体富营养化。
因此，废水的脱氮除磷深度处理十分必要。
常用的脱氮除磷深度处理技术主要有人工湿地法、吸附法、离子交换法、膜分离法、混凝沉淀法等。
在实际应用中，脱氮和除磷一般分开进行，采用不同的药剂进行混凝去除，导致处理系统的繁复和费用的增加。
沸石是自然界广泛存在的一种呈骨架状结构的多孔性硅铝酸盐晶体，具备较强的阳离子交换能力和物理吸附能力，可有效吸附去除污水中的氨氮和重金属离子。
十六烷基三甲基溴化铵(HDTMA)作为阳离子表面活性剂因其表面疏水长碳链的相互作用，可有效提高沸石对水中有机物和金属离子的去除效率。
此外，研究表明，稀土元素改性剂(如氧化镧、氯化镧)可以提高沸石对水中磷酸盐和氟的去除能力。
本研究选用人造沸石作为基体，利用HDTMA及氯化镧(LaCl3)溶液对其进行改性，使其在优秀的选择吸附作用外增加了同步脱氮除磷功能，为废水的深度脱氮除磷提供一种新方法。
一、实验部分1.1 材料、试剂和仪器人造沸石：国药集团生产，化学纯，20~40目，颗粒度≥70.0%，灼烧失量15.0%~30.0%，可溶性盐类质量分数≤1.5%，钙离子交换能力≥15.0mg/g。
HDTMA，LaCl3，NH4Cl，KH2PO4：分析纯。
实验验用水为去离子水。
梅特勒AL-204型电子天平：梅特勒-托利多公司；SHZ-82型气浴恒温振荡箱：江苏盛蓝仪器制造有限公司；75系列紫外-可见分光光度计：上海光谱仪器有限公司；DSX-18L型手提式高压蒸汽灭菌锅：上海申安公司；7310型pH计：德国WTW公司；S-3400NⅡ型扫描电子显微镜：日本Hitachi公司；miniX型比表面积测定仪：日本麦奇克拜尔公司；NicoletiS10型傅里叶变换红外光谱仪：ThermoScientific公司；X’TRA型X射线衍射仪：瑞士ARL公司；Pyris1型热重分析仪：美国PE公司。
1.2 复合材料的制备将一定质量浓度的HDTMA溶液与一定质量浓度的LaCl3溶液按一定的体积比(以下记为VH∶VL)混合，配制成混合改性溶液。
取适量人造沸石，用去离子水漂洗后烘干。
取上述预处理过的人造沸石3g，按一定的固液比(g/mL)加入混合改性溶液，置于振荡器(温度25℃、转速150r/min)中恒温振荡90min，过滤、烘干(110℃)，最后置于120℃马弗炉中煅烧8h，即得到改性沸石复合材料。
采用SEM，BET，EDS，FTIR，XRD和TG技术对改性沸石进行表征。
1.3 废水的吸附处理采用NH4Cl和KH2PO4配制模拟废水。
取100mL废水于250mL锥形瓶中，投加上述改性沸石2g/L，室温下以150r/min转速振荡40min，静置20min。
取上清液，分别采用纳氏试剂分光光度法和钼酸铵分光光度法测定NH4+-N和TP浓度，计算其去除率。
二、结果与讨论2.1 HDTMA质量浓度对吸附效果的影响在改性溶液体积比为1∶5、固液比为1∶60、LaCl3质量浓度为5g/L的条件下，考察HDTMA质量浓度对吸附效果的影响，废水的初始NH4+-N和TP的初始质量浓度分别为22.74mg/L和2.73mg/L，结果如图1所示。
由图1可知，不同质量浓度HDTMA条件下制备的改性沸石对废水中NH4+-N和TP的去除率均高于人造沸石，且当HDTMA质量浓度逐渐增加(2~12g/L)时，NH4+-N和TP的去除率随之增大，氨氮去除率由65.70%提高至94.28%，TP去除率由0.77%提高至87.96%。
研究表明，当HDTMA质量浓度逐渐增加时，由于HDTMA结构中疏水长碳链间的相互作用，易在沸石表面形成较为稳定的双分子层结构的带正电荷的絮状体或胶束，使得沸石表面的正电荷大幅增加；同时，由于不能进入沸石孔穴内部，HDTMA分子仅在沸石表面发生作用，从而保留了沸石内部阳离子与无机阳离子进行交换的能力。
CHUTIA等对HDTMA改性丝光沸石和斜发沸石去除废水中的砷进行了研究，发现当表面活性剂浓度超过临界胶束浓度(CMC)时，会在沸石表面形成一种类似于胶束的具有双层结构的覆盖物，这种胶束具有较高的活性，提高了改性沸石对阴离子的吸附能力。
当HDTMA的质量浓度为12g/L时，改性沸石对废水中NH4+-N和TP的吸附能力达到最大；继续增大HDTMA质量浓度，NH4+-N 和TP的去除率均略有下降，这与姚景等的实验结果一致，原因可能是过多的HDTMA堵塞了沸石的部分孔穴。
2.2 LaCl3质量浓度对吸附效果的影响在改性溶液体积比为1∶5、固液比为1∶60、HDTMA质量浓度为12g/L的条件下，考察LaCl3质量浓度对吸附效果的影响，废水的初始NH4+-N和TP的初始质量浓度分别为13.96mg/L和6.24mg/L，结果如图2所示。
由图2可知，当LaCl3质量浓度小于7g/L时，氨氮、TP的去除率均随着LaCl3质量浓度的增加而增大，氨氮去除率由67.14%提高至94.90%，TP去除率由0.67%提高至91.87%。
继续增大LaCl3质量浓度，NH4+-N和TP的去除率均略有下降，原因可能是过多的LaCl3堵塞了沸石的部分孔穴。
通过LaCl3改性，沸石表面生成金属氧化物和氢氧化物。
其中金属氧化物表面的离子由于配位不饱和，在水溶液中与水配位形成羟基化表面；表面的羟基在溶液中可发生质子迁移，表现出两性表面特征及相应正负的电荷，易与金属阳离子和阴离子生成表面配位络合物，从而提高对水中阴离子和阳离子的吸附能力。
王琳琳以NaY沸石为基体材料，通过向其外表面双层负载阳离子表面活性剂HDTMA，超笼内负载羟基合镧，制备出载镧阳离子表面活性剂改性NaY沸石复合吸附材料，实现了对NaY沸石超笼内空间的充分利用，有效提高了对污水处理厂生化出水中NO3-N的吸附能力。
2.3 正交试验采用正交试验对改性沸石的制备条件进行优化。
以NH4+-N(23.78mg/L)和TP(11.78mg/L)的去除率为考核指标，选取4因素3水平，采用L9(34)正交表进行正交试验，其因素水平见表1，结果见表2。
由表1和表2可见：以NH4+-N去除率为考核指标时，理论最优方案为A1B3C2D3，各因素影响的大小顺序为DCBA，说明HDTMA质量浓度与LaCl3质量浓度对NH4+-N去除率的影响较大；以TP去除率为考核指标时，理论最优方案为A2B3C2D3，各因素影响的大小顺序为BDCA，说明LaCl3质量浓度和固液比对TP去除率的影响较大。
根据正交试验得出的理论最优方案进行验证实验，结果见表3。
由表3可见：与1~9号试验相比，方案1的NH4+-N去除率最高，方案2的TP去除率最高，因此，该正交试验得出的最佳方案可行。
综合考虑氨氮和TP去除率，选择方案2为最佳方案。
2.4 不同浓度废水的处理效果对比为考察改性沸石对不同浓度废水的处理效果，配制了高(NH4+-N和TP的质量浓度分别为87.54mg/L和10.73mg/L)、中(NH4+-N和TP的质量浓度分别为35.87mg/L和5.34mg/L)、低(NH4+-N和TP的质量浓度分别为5.74mg/L和0.98mg/L)3种浓度的废水，在上述最佳方案下进行实验，结果见图3。
由图3可见，改性沸石对高、中、低浓度废水的NH4+-N和TP去除率均达90%以上，对高浓度废水的去除率略低，NH4+-N平均去除率为96.3%，TP 平均去除率为93.2%。
2.5 复合材料的表征结果2.5.1 SEM照片沸石的SEM照片见图4。
由图4可见：人造沸石表面较为粗糙，存在较多排列紧密的杂质和一些明显的细小孔洞结构；而改性沸石表面的形貌改变较大，变得较为平整，杂质被去除，且覆盖了较多1~5μm的白色颗粒物，可能是HDTMA或LaCl3以某种形式负载于沸石表面。
2.5.2 BET分析BET测定结果表明，改性后人造沸石的比表面积由43.38m2/g降至40.00m2/g，而孔径由91.98nm增至98.47nm。
这是因为：改性沸石表面出现许多吸附颗粒物，粒径增大，导致比表面积有所减小；而粒径增大也会带来颗粒物堆积空间增大，进而增大了孔径，有利于污染物的吸附。
2.5.3 EDS分析对人造沸石和改性沸石进行EDS分析，结果见表4。
人造沸石的主要元素为C、O、Na、Al和Si，其质量分数分别40.90%、40.44%、4.57%、4.69%以及9.02%。
负载后的改性沸石中，元素C的质量分数降至10.16%，而元素O、Na、Al和Si的质量分数均增大，分别达46.86%、6.86%、8.96%和17.66%，特别的是出现了元素La，质量分数为8.84%，说明改性后的沸石有效负载了LaCl3。
2.5.4 FTIR谱图为考察沸石的表面官能团信息，对其进行了FTIR分析，结果见图5。
由图5可知：人造沸石在3450cm-1处的吸收峰归属于—CH2和—CH3的伸缩振动，1025cm-1和589cm-1处的吸收峰归属于Si—O和Al—O的不对称伸缩振动，说明该人造沸石是硅氧四面体晶型；对比改性沸石的谱图可知，负载的HDTMA和LaCl3未改变人造沸石的结构；改性沸石在2968cm-1和2930cm-1处出现—CH2和C—H的伸缩振动峰，说明HDTMA有效负载于人造沸石上。
2.5.5 XRD谱图沸石的XRD谱图见图6。
由图6可见：改性前后的沸石均存在明显的晶体结构，且其特征衍射峰未出现明显变化，说明改性过程并未改变沸石的晶型结构；改性后的沸石在2θ为45.2°和56.7°处出现新的衍射峰，这与LaOCl的特征峰吻合，表明La很好地负载到了沸石上，改性过程改变了La的化合形态。
2.5.6 DTG曲线DTG曲线体现了从沸石表面去除表面活性剂所需的热量，可用来判断表面活性剂在沸石表面的负载情况。
如图7所示，沸石改性前只在140℃附近出现了一个失重峰，为材料表面自由存在的水分子的损失；改性后的沸石在167℃出现失重后，在250℃左右和450℃左右出现两个新峰，分别对应自由能较低、表面不稳定结合的HDTMA分子的损失，以及表面活性剂分子中带正电的氨基活性基团与沸石间强静电作用被破坏产生的质量损失。
这表明改性沸石表面形成了HDTMA类双分子层结构。
以上表征结果说明，在人造沸石上有效负载了HDTMA和LaCl3，NH4+-N和TP的去除效率的提高与两者的负载有密切关系。
三、结论a)利用阳离子表面活性剂十六烷基三甲基溴化铵(HDTMA)和稀土元素化合物LaCl3对人造沸石进行改性，可提高其对废水中NH4+-N和TP的去除率。
b)通过正交试验确定了改性沸石的最佳制备条件为：HDTMA质量浓度12g/L，LaCl3质量浓度9g/L，VH∶VL=1∶5，固液比1∶90。