阅读说明：本技术 磺化腐植酸及其制备方法、复配改性腐植酸吸附剂、应用及应用方法 (Sulfonated humic acid and preparation method thereof, compound modified humic acid adsorbent, application and application method ) 是由 赵仕林 谢代蕊 黄皓 廖洋 马骏 张衡 张洪成 于 2020-05-09 设计创作，主要内容包括：本发明涉及废水处理技术领域,公开了一种磺化腐植酸的制备方法,是以腐植酸为原料,经碳化、硝化和磺化处理得到。以磺化腐植酸作为吸附剂,可将其应用于低浓度氨氮的处理。再以磺化腐植酸和载铁腐植酸为复配吸附剂,用于处理低浓度废水,废水包含有氨氮、有机氮中的至少一种。本发明磺化腐植酸对NH<Sub>4</Sub><Sup>+</Sup>兼具吸附速率快、富集效果佳的双重有益效果。再联合载铁腐植酸共同处理低浓度废水,载铁腐植酸对低浓度废水中的有机氮通过配位络合作用进行吸附,通过两者的配合能够将低浓度废水中的氨氮、有机氮得到有效吸附去除。以腐植酸为原料进行改性得到的改性腐植酸吸附剂,具备原料易得、容易制取、吸附速率快、吸附效果佳,易于推广。(The invention relates to the technical field of wastewater treatment, and discloses a preparation method of sulfonated humic acid, which comprises the following steps ofHumic acid is used as a raw material and is obtained by carbonization, nitration and sulfonation. Sulfonated humic acid is used as an adsorbent and can be applied to the treatment of low-concentration ammonia nitrogen. And then sulfonated humic acid and iron-loaded humic acid are used as a compound adsorbent for treating low-concentration wastewater, wherein the wastewater contains at least one of ammonia nitrogen and organic nitrogen. Sulfonated humic acid of the invention is to NH 4 + Has the double beneficial effects of high adsorption rate and good enrichment effect. And then jointly treating the low-concentration wastewater by combining with the iron-loaded humic acid, adsorbing the organic nitrogen in the low-concentration wastewater by the iron-loaded humic acid through coordination and complexation, and effectively adsorbing and removing the ammonia nitrogen and the organic nitrogen in the low-concentration wastewater through the cooperation of the iron-loaded humic acid and the low-concentration wastewater. The modified humic acid adsorbent obtained by modifying humic acid serving as a raw material has the advantages of easily available raw materials, easiness in preparation, high adsorption rate, good adsorption effect and easiness in popularization.)

磺化腐植酸及其制备方法、复配改性腐植酸吸附剂、应用及应 用方法

技术领域

本发明属于废水处理技术领域，具体地说，涉及磺化腐植酸及其制备方法、复配改性腐植酸吸附剂、应用及应用方法。

背景技术

随着城镇化的发展，产生越来越多的生活污水，水污染情况日益复杂。生活污水中的物质主要包含两大类：可溶性有机物(DOM)和无机盐，无毒有机物主要为碳水化合物、腐殖质，无机盐主要有硫化物、亚铁盐、硝酸盐、亚硝酸盐、铵盐等，污水中也同样可能含有有毒的持久性有机污染物有机氯、有机氮等。城市生活污水的典型特征是氮，氮主要以总氨氮(TAN,TAN＝NH₃/NH₄ ⁺-N)和有机氮(ON)的形式存在。

氨氮(NH₃/NH₄ ⁺-N)是水环境中主要的含氮污染物质，其中无机氮、氨氮的浓度过高会造成水体严重的富营养化，减少溶解氧，破坏水体环境的自净化系统。为了抑制藻类的生长，地下水补给中氨氮的最大允许浓度为1.0mg N/L。因此，从地表水道和处理后的废水中去除低浓度氨氮对于防止藻类生长和水富营养化，提高再生水的质量至关重要。

吸附法是低浓度氨氮深度处理最常用、最有效的方法。目前研究的吸附剂主要包括活性炭、沸石、树脂、膨润土、粉煤灰、植物多酚、陶瓷以及其改性产物等。目前的吸附剂主要存在反应时间长、吸附氨氮吸附容量低、去除率低、成本高的问题。

公开号为CN104211246B的专利，公开了一种低浓度氨氮废水或料液处理方法。该专利通过沸石与气态膜联合处理方式处理氨氮废水，存在处理周期长、成本高的缺点。

公开号为CN105060387A的专利，公开了一种处理低浓度氨氮废水的生物颗粒制备方法。该专利用于对氨氮的吸附，主要是利用芦苇颗粒中的纤维与氨氮作用，纤维中的木质素和纤维素链在pH为5至7之间带负电。通过静电吸引力促进了与带正电荷的离子的吸附(离子交换)，吸附达到平衡的时间快，而当pH值超过7时，平衡吸附状态迅速向非离子形式转移，从而不利于氨氮的去除。

因此，寻求一种快速吸附氨氮、成本低的吸附剂尤为重要。

目前处理废水的方法很大，但经处理后的废水均难以达到A类排放标准，即使是近年发展起来的超磁分离净化技术，也不能达到标准，还需进一步进行处理。处理低浓度废水的方法主要有吸附法、氧化法和生物法等，有些生物法存在占地面积大、运行周期长、成本高的问题；有些氧化法只能将氨氮转化为硝酸盐氮、亚硝酸盐氮，造成了更严重的水体污染；有些通过生物脱氮方式，存在成本高、难以控制的问题，如CN105110581B和CN103710294B；有的降解方法只能针对某一种单一的污染物进行降解，降解成为某些中间体，而这些中间体的危害性更大，如CN101372370B、CN104926019A和CN205328805U。吸附法因成本低、吸附效果高、易去除的优势，而得到广泛应用。吸附法中最为主要的是吸附材料的选择。

但有的吸附剂只能选择性吸附部分污染物，对广谱性的污染物不具备吸附性能。此外，还有些处理方式多是针对包含有高浓度氨氮、有机氮进行处理，如CN110156280A、CN105668810A和CN110283740A，并未针对低浓度废水进行处理。

因此，寻求一种具有多功能复合吸附材料应用于生活废水中的低浓度氨氮、有机氮和有机物，显得尤为重要。

发明内容

经过大量的研究，我们发现，以腐植酸为原料进行碳化磺化改性，形成的磺化腐植酸对NH₄ ⁺兼具吸附速率快、富集效果佳的双重有益效果，进而将其应用于低浓度氨氮废水中，对氨氮废水进行吸附。再联合载铁腐植酸共同处理低浓度废水，载铁腐植酸对低浓度废水中的有机氮通过配位络合作用进行吸附，通过两者的配合能够将低浓度废水中的氨氮、有机氮得到有效吸附去除。以腐植酸为原料进行改性得到的改性腐植酸吸附剂，具备原料易得、容易制取、吸附速率快、吸附效果佳，易于推广。

因此，本发明的第一个目的在于，提供一种磺化腐植酸的制备方法，包括如下步骤：

S1前处理：将腐植酸与水均匀混合后，调节pH为7后，经浸渍、抽滤、烘干；

S2碳化：将S1中烘干后的腐植酸放入管式炉中碳化，在N2氛围下升温至一定温度后保温，得到腐植酸碳；

S3硝化：将S2中的腐植酸碳加入硝酸后，在水浴环境中硝化后，经冷却、反复水洗、离心后，得到硝化腐植酸碳；

S4磺化：将S3中的硝化腐植酸碳加入磺化剂溶液中进行磺化后，经洗涤、干燥得到磺化腐植酸。

本申请的磺化腐植酸经前处理、碳化、硝化和磺化处理得到的改性腐植酸，原料易得、制取简单。

(1)现有的磺化腐植酸是直接通过磺化剂改性的方式得到，且多是用作絮凝高浓度及重度污染的废水，但磺化改性的腐植酸几乎完全亲水，使用过程中反而使得水质的COD增加，会造成水环境的二次污染。(2)如图1所示，为磺化腐植酸的合成路线图。本申请的磺化腐植酸先经过碳化处理，失去小分子可溶性腐植酸及甲基、甲氧基、烷基等小分子基团，保留腐植酸的大部分芳香核结构，进一步进行硝化，硝酸氧化腐植酸增加的HA-COOH、-COH、HA-Ar-NO₂，再将其在碱性条件下进行磺化，使磺酸基取代碳原子上的硝基，生成HA-Ar-SO₃ ^-，得到磺化碳化腐植酸(SCHA)，简称磺化腐植酸。(3)磺化腐植酸的表面形貌呈非均匀的颗粒状，存在层间间隙和空隙，这些孔隙间存在一定的毛细管力，形成物理吸附的有利条件。

本发明的第二个目的在于，提供一种由磺化腐植酸的制备方法得到的磺化腐植酸。

本发明的第三个目的在于，提供一种磺化腐植酸的应用，磺化腐植酸作为吸附剂用于处理低浓度氨氮废水。

本申请利用磺化腐植酸作为吸附剂，用于处理生活污水中的低浓度氨氮，具备处理量大、对低浓度氨氮具有持续稳定的去除能力，循环性能优异的特性。

(1)腐植酸通过磺化接枝磺酸阴离子，改变了自身的负电性，与-COOH和-OH相比，由于2个O原子对S原子具有很强的吸电子作用，H⁺更容易从-SO₃H基团上脱离，从而与NH₄ ⁺交换，发生静电吸附反应，进而去除氨氮，如图2所示，为磺化腐植酸吸附氨氮的吸附过程示意图；(2)由于磺化腐植酸中的SO3^-是接枝于腐植酸的表面，因此只要充分与NH₄ ⁺接触，就会产生静电力吸引作用结合在一起，达到去除氨氮的作用，因此反应速度较快，反应迅速。

本发明的第四个目的在于，提供一种磺化腐植酸的应用方法，磺化腐植酸的投加量为0.8g/L～2.0g/L，吸附时间为1min～180min，氨氮废水的pH调整为4～8，氨氮废水的氨氮浓度为5mg/L～30mg/L。

本申请通过限定磺化腐植酸的投加量、磺化腐植酸作为吸附剂的吸附时间、氨氮废水的pH以及氨氮废水的氨氮浓度，用以达到最佳的吸附效果。

具体地：磺化腐植酸的投加量为0.8g/L～2.0g/L，在此范围内，其对磺化腐植酸的效果最好；若投加量过少，则吸附位点较少，对氨氮的吸附效果差；若投加量过多，会导致磺化腐植酸的吸附容量下降，同时由于投加量过大，废水的pH会上升，游离态的NH₄ ⁺含量逐渐减少，引起去除率不会明显增加。因此，综合考虑得到投加量为0.8g/L～2.0g/L时，废水pH调节至4～8时，对氨氮的吸附率较好。吸附时间为1min～180min时，吸附去除率随着时间的延长而提高。

本发明的第五个目的在于，提供一种复配改性腐植酸吸附剂，包括磺化腐植酸和载铁腐植酸。

本申请的载铁腐植酸，是在腐植酸碳化后进行氯化铁改性而得到的。载铁腐植酸与NH₃·H₂O进行配位络合，从而达到吸附去除氨氮的作用。在未调节pH的条件下，载铁腐植酸使得氨氮溶液的pH呈酸性，NH₃·H₂O形态含量极少，络合作用只能去除极少量氨氮，因此需配合磺化腐植酸一起使用，从而将氨氮去除。

本发明的第六个目的在于，提供一种复配改性腐植酸吸附剂的应用，用于处理低浓度废水，废水包含有氨氮、有机氮中的至少一种。

本申请采用复配改性腐植酸吸附剂用于吸附废水中的低浓度氨氮和有机氮，磺化腐植酸能够静电吸附NH₄ ⁺-N、通过静电、疏水分配、π-π作用高效吸附污水中有机氮，载铁腐植酸能够分别吸附NH₄ ⁺-N和NH₃-N和有机氮，通过两者的相互配合，从而能够高效吸附费废水中的氨氮和有机氮。

具体地：(1)腐植酸原料，经过碳化后，经磺化制得的磺化腐植酸能够在静电吸附NH₄ ⁺-N的同时，具有活性炭的性质，高比表面积，具有静电、疏水分配、π-π作用高效吸附污水中有机氮(RNH₂-N)，对有机氮的吸附去除，主要通过负电性的磺化腐植酸与有机氮(RNH₂-N)的静电作用和疏水分配作用。(2)腐植酸原料，经过碳化后，再负载Fe³⁺改性，制得的载铁腐植酸能够分别吸附NH₄ ⁺-N和NH₃-N，同时具有活性炭的性质，高比表面积，具有疏水分配、配位、π-π作用高效吸附污水中的有机氮(RNH₂-N)和氨氮(NH₃-N)。(3)对氨氮而言，载铁腐植酸对氨氮的吸附去除率随pH的升高而升高，随着NH₃·H₂O含量的升高而升高。(4)载铁腐植酸对有机氮的吸附去除，主要通过Fe与有机氮(RNH₂-N)的配位络合。

本发明的第七个目的在于，提供一种复配改性腐植酸吸附剂的应用方法，应用方法分为三种：

(1)废水的pH＜7时，先加入磺化腐植酸，直至废水的pH为8～10时，再加入载铁腐植酸；

(2)废水的7≤pH≤9时，加入顺序可以是以下任意一种：①先加入磺化腐植酸，再加入载铁腐植酸；②先加入载铁腐植酸，再加入磺化腐植酸；③同时加入载铁腐植酸和磺化腐植酸；

(3)废水的pH＞9时，先加入载铁腐植酸，直至废水的pH为5～7时，再加入磺化腐植酸。

具体地：(1)由于磺化腐植酸与载铁腐植酸的表面电荷性质不同，因此对氨氮的吸附机理不同，因而废水的pH在较高或较低的情况下，对氨氮的吸附效果均会受到不同程度的抑制，具有拮抗作用。(2)磺化腐植酸对氨氮的去除率随着pH值的增加出现先增加后减小的趋势；载铁腐植酸对氨氮的去除率随着pH值的增加而增加。若废水pH＜7，氨氮中以NH₄ ⁺形态为主，则先加入磺化腐植酸有利，使pH增加到8～10之间，氨氮中NH₃·H₂O形态增加，载铁腐植酸更有利；若废水pH＞9，氨氮以NH₃·H₂O形态为主，则先加入载铁腐植酸有利，使溶液pH降低到5～7之间，氨氮以NH₄ ⁺形态为主要形态，磺化腐植酸更有利。

本发明的有益效果在于：

(1)磺化腐植酸的原料易得、制取过程简单，对低浓度氨氮的吸附速率快、吸附效果佳；(2)磺化腐植酸与载铁腐植酸组合形成的复配吸附剂，具备活性炭的性质，高比表面积，具有疏水分配、配位、π-π作用能够高效吸附污水中的有机氮(RNH₂-N)和氨氮(NH₃-N)，从而能够有效吸附低浓度废水中的氨氮和有机氮，从而降低废水的COD。

附图说明

为了更清楚地说明本申请实施例的技术方案，下面将对本申请实施例中所需要使用的附图作简单地介绍，应当理解，以下附图仅示出了本申请的某些实施例，因此不应被看作是对范围的限定，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相关的附图。

图1为磺化腐植酸的合成路线图；

图2为磺化腐植酸吸附氨氮的吸附过程示意图；

图3为动态吸附和解吸次数对SCHA柱吸附35mg/L氨氮的影响结果示意图；

图4为碳化温度、硝化酸度以及磺化pH对制备磺化腐植酸的影响结果数据图；

图5为磺化腐植酸的SEM图；

图6为腐植酸碳、磺化腐植酸碳的FT-IR谱图；

图7为接触时间(即吸附时间)对磺化腐植酸吸附氨氮去除率的影响结果数据图；

图8为pH对磺化腐植酸吸附氨氮去除率的影响结果数据图；

图9为磺化腐植酸投加量对氨氮去除率和吸附容量的影响结果数据图；

图10为Na⁺、Ca²⁺、Mg²⁺、Al³⁺离子对磺化腐植酸吸附氨氮的影响结果数据图；

图11为不同温度对SCHA吸附容量的影响及其拟一级、拟二级动力学拟合曲线(初始氨氮浓度为20mg/L)；

图12为复配改性腐植酸吸附剂加入顺序吸附氨氮去除率的影响结果数据图；

图13为复配改性腐植酸吸附剂对于实际氨氮废水的吸附结果数据图；

图14-1、图14-2分别为载铁腐植酸的投加量、磺化腐植酸的投加量对氨氮去除率的影响结果数据图；

图15为复配改性腐植酸吸附剂对模拟有机氮的吸附结果数据图；

图16-1、图16-2为配改性腐植酸吸附剂对模拟氨氮、有机氮的吸附结果数据图；

图17为复配改性腐植酸吸附剂对生活污水中氨氮和有机氮的吸附结果数据图。

附图标记：HA代表腐植酸，CHA代表腐植酸碳，SCHA代表磺化腐植酸；HA-(3％)Fe(III)代表碳化温度为载铁量为3％的载铁腐植酸；TAN代表总氨氮(NH3/NH₄ ⁺-N)；TN代表总氮。

具体实施方式

为使本发明实施例的目的、技术方案和优点更加清楚，下面将对本发明实施例中的技术方案进行清楚、完整地描述。实施例中未注明具体条件者，按照常规条件或制造商建议的条件进行。所用试剂或仪器未注明生产厂商者，均为可以通过市售购买获得的常规产品。

第一，本发明提供了一种磺化腐植酸的制备方法，包括如下步骤：

S1前处理：将腐植酸与水按质量比为1:4～6的比例均匀混合后，用0.2mol/L NaOH调节pH为7后，经浸渍2h、抽滤、60℃下烘干；

S2碳化：将S1中烘干后的腐植酸放入管式炉中碳化，在N2氛围下升温至400℃～550℃后保温，得到腐植酸碳；

S3硝化：将S2中的腐植酸碳加入硝酸后，在水浴环境中硝化2h后，经冷却、离心，一次水洗、二次水洗、离心得到硝化腐植酸碳；硝酸浓度为2.5％～15％，一次水洗用去离子水，二次水洗用0.2mol/L NaOH调节pH为7；

S4磺化：将S3中的硝化腐植酸碳加入磺化剂溶液中进行磺化后，经洗涤、干燥得到磺化腐植酸；磺化温度为35℃～65℃，磺化pH为10.0～12.5，于60℃下烘干。

在磺化腐植酸的制备过程中，硝酸主要起硝化氧化的作用，一方面增加羧基的量，另一方面可以接枝-NO₂，为后续的磺化反应提供取代位点，HNO₃的浓度对下一步磺化有一定的影响，酸度越高，硝化程度越好，越有利于磺化，但酸度过高也会造成浪费；而磺化pH值越高，磺化程度越高，但磺化pH过高会使得其吸附氨氮的能力反而减弱。

本发明采用硝酸作为活化剂处理CHA，是由于硝酸与活性炭、硫酸、氢氧化钠处理的CHA相比，在相同吸附时间内，硝酸处理的CHA对氨氮的吸附性能有明显增加，这是由于硝酸处理后的CHA酸性官能团如-COOH增加，且具有较大的比表面积。

第二，本发明提供了一种以腐植酸为原料、经碳化、硝化和磺化，这样的制备方法得到的磺化腐植酸。

第三，本发明提供了一种磺化腐植酸的应用磺化腐植酸作为吸附剂用于处理低浓度氨氮废水。

实验表明，SCHA更适宜处理低浓度氨氮废水，在高浓度氨氮废水的处理过程中并不理想。通过氨氮在SCHA柱上的吸附实验，通过SCHA对NH₄ ⁺相应的一次和二次循环吸附穿透曲线如图3所示。NH₄ ⁺浓度为35mg/L，在第一、二次循环曲线吸附达到突破点氨氮浓度为2mg/L，而排放标准为8mg/L，能处理至达标的氨氮废水体积分别为0.88L、0.94L，略大于突破点的氯化铵溶液的体积。达到突破点后(吸附容量已经达到6.16mg/g)，但并未达到饱和，随着NH₄ ⁺的出水浓度逐渐增加，吸附柱SCHA逐渐饱和，表明SCHA处理较高浓度的氨氮效率不太理想。

第四，本发明提供一种磺化腐植酸的应用方法，磺化腐植酸的投加量为0.8g/L～2.0g/L，吸附时间为1min～180min，氨氮废水的pH调整为4～8，废水的氨氮浓度为5mg/L～30mg/L。吸附时间还可以是5min～60min、5min～40min、10min～40min或10min～20min。

磺化腐植酸应用于低浓度氨氮废水处理时，具有吸附容量大、氨氮吸附去除率高的优势。是由于与其他吸附剂相比，SCHA的吸附容量在处理相同浓度20mg/L氨氮之上，对较低浓度的氨氮吸附去除率较高，且SCHA的原料便宜、容易制取且绿色环保。

同时，在高温、低温下SCHA对氨氮的吸附容量及吸附速率均有一定的影响。本申请以Langmuir、模型的R²为基础，拟合数据表明，Langmuir方程能更准确地描述生物炭对氨氮的吸附行为，表明SCHA对氨氮的吸附行为更倾向于是一种均匀的单层吸附。Langmuir模型的R²＜0.95，表明存在一定程度的物理吸附，但化学吸附更有利，其中包含有表面张力和毛细管张力、微介孔的吸附作用等。SCHA对氨氮的主要吸附机理为SCHA上的SO₃ ^-基团或羧基负离子COO-与铵(NH₄ ⁺)的正负电结合。热力学函数计算结果表明，该反应△G<0，且△Hθ<0，△Sθ>0，说明该反应为自发的放热反应，熵增加，高温不利于反应。从分子角度可以解释，NH₄Cl在高温会水解，与水分子结合生成氨分子，离子形态氨氮(NH₄ ⁺)减少，吸附量也会减少。

此外，低浓度氨氮废水还存在Na⁺、Ca²⁺、Mg²⁺、Al³⁺等阳离子，而这些阳离子的存在会影响SCHA对氨氮的吸附去除率，且多价阳离子(Ca²⁺、Mg²⁺、Al³⁺)对氨氮的影响比单价阳离子(Na⁺)更显著，是由于随着离子强度的增加，SCHA表层负电荷很容易被消除，从而降低了NH₄ ⁺在SCHA上的吸附量。因此，在处理低浓度氨氮废水之前还需考虑废水的离子强度，增加SCHA的用量，才能保持对氨氮的去除效果。

最后，SCHA在0.01mol/L HCl下可实现氨氮的解析，解析率可达80％以上；再在0.01mol/L NaOH下能实现再生，其再生过程简单，且循环使用四次后吸附量仅降低7％，表明其具有重复利用性。

第五，本发明提供了一种复配改性腐植酸吸附剂，包括磺化腐植酸和载铁腐植酸，所述载铁腐植酸是经碳化、载铁得到的载铁腐植酸。

第六，本发明提供了一种复配改性腐植酸吸附剂的应用，用于处理包含有低浓度氨氮、有机氮中的至少一种的废水。

第七，本发明提供了一种复配改性腐植酸吸附剂的应用方法，应用方法分为三种：

(1)废水的pH＜7时，先加入磺化腐植酸，直至废水的pH为8～10时，再加入载铁腐植酸；(2)废水的7≤pH≤9时，加入顺序可以是以下任意一种：①先加入磺化腐植酸，再加入载铁腐植酸；②先加入载铁腐植酸，再加入磺化腐植酸；③同时加入载铁腐植酸和磺化腐植酸；(3)废水的pH＞9时，先加入载铁腐植酸，直至废水的pH为5～7时，再加入磺化腐植酸。

本发明中，复合吸附剂处理不同低浓度废水时，复配改性腐植酸吸附剂的投加量不同：

(1)复配改性腐植酸吸附剂处理低浓度氨氮废水时，氨氮浓度为5mg/L～30mg/L，磺化腐植酸的投加量为2g/L～4g/L，载铁腐植酸的投加量为2g/L～4g/L；(2)复配改性腐植酸吸附剂处理低浓度有机氮废水时，有机氮浓度为5mg/L～200mg/L，磺化腐植酸的投加量为2g/L～4g/L，载铁腐植酸的投加量为2g/L～3.2g/L；(3)复配改性腐植酸吸附剂处理包含有低浓度氨氮和低浓度有机氮的废水时，氨氮浓度为5mg/L～30mg/L，有机氮浓度为5mg/L～200mg/L，磺化腐植酸的投加量为2g/L～3g/L，载铁腐植酸的投加量为1g/L～2g/L，废水中包含有Na⁺、Ca²⁺、Mg²⁺、Al³⁺等金属离子。

实施例1

一种磺化腐植酸的制备方法，包括如下步骤：

S1前处理：将腐植酸与水按质量比为1:4～6的比例均匀混合后，用0.2mol/L NaOH调节pH为7后，经浸渍2h、抽滤、60℃下烘干；

S2碳化：将S1中烘干后的腐植酸放入管式炉中碳化，在N₂氛围下升温至400℃～550℃后保温，得到腐植酸碳；具体地，碳化温度可以是400℃、450℃、500℃或550℃；

S3硝化：将S2中的腐植酸碳加入硝酸后，在水浴环境中硝化2h后，经冷却、离心，一次水洗、二次水洗、离心得到硝化腐植酸碳；硝酸浓度为2.5％～15％，一次水洗用去离子水，二次水洗用0.2mol/L NaOH调节pH为7；具体地，硝酸浓度可以是2.5％、5.0％、10％或15％；

S4磺化：将S3中的硝化腐植酸碳加入磺化剂溶液中进行磺化后，经洗涤、干燥得到磺化腐植酸；磺化温度为35℃～65℃，磺化pH为10.0～12.5，于60℃下烘干，具体地，磺化pH可以是10、11、12或12.5；磺化温度可以是35℃、45℃、55℃、65℃，本实施例的磺化温度为65℃。

实施例2

本发明提供一种磺化腐植酸的应用方法，磺化腐植酸的投加量为0.8g/L～2.0g/L，吸附时间为1min～180min，氨氮废水的pH为4～8。废水的氨氮浓度为5mg/L～30mg/L。具体地，吸附时间(即接触时间)可以是1min、2.5min、5min、10min、20min、40min、60min、120min、180min；磺化腐植酸的投加量还可以是0.8g/L～1.6g/L，或0.8g/L～1.2g/L，或1.2g/L～1.6g/L，或1.2g/L～2.0g/L，或1.6g/L～2.0g/L。

实施例3

一种载铁腐植酸的制备方法，包括如下步骤：

S1前处理用碱将腐植酸洗涤后，干燥处理；碱为0.01mol/L的NaOH；

S2碳化将S1中干燥处理的腐植酸放入管式炉中碳化，在N₂氛围下以5℃/min的速度升温至300℃～500℃后保温2h，得到腐植酸碳；碳化温度可以选择300℃、400℃、500℃。

S3载铁向S2中的腐植酸碳加入2g/L氯化铁溶液并搅拌，控制铁的负载量为1wt.％～12wt.％，在pH为4的条件下，反应4h，经离心、洗涤、冻干得到载铁腐植酸；铁负载量可以是1wt.％、2wt.％、3wt.％、4wt.％、5wt.％、6wt.％、7wt.％、8wt.％、10wt.％、12wt.％两两组合的任意区间段。

本实施例中，碳化温度优选为400℃，铁负载量为10wt.％。

实施例4

一种复配改性腐植酸吸附剂，包括由实施例1制得的磺化腐植酸和由实施例3制得的载铁腐植酸。该实施例的复配改性腐植酸吸附剂，能够处理低浓度氨氮、有机氮以及包含有低浓度氨氮、有机氮的废水。

其中，实施例1中以碳化温度为500℃、硝化硝酸浓度为15％、磺化温度为65℃、磺化pH为12.5制得的磺化腐植酸为复配吸附剂组分之一。以此参数制得的磺化腐植酸对模拟氨氮(20mg/L NH₄Cl)去除率可达65.8％。

实施例3中以碳化温度优选为400℃，铁负载量为10wt.％制得的CHA400-(10％)Fe(Ⅲ)作为复配吸附剂的另一组份。或者以未碳化，铁负载量为3wt.％制得的HA-(3％)Fe(Ⅲ)作为复配吸附剂的另一组份。

实验例1碳化温度、硝化酸度以及磺化pH对制备的磺化腐植酸对低浓度氨氮吸附去除率的影响

实验样品：实施例1中得到的磺化腐植酸。

实验方法：(1)模拟液的配置：精确计算出氯化铵的质量，配制了2000mg/L NH₄Cl母液。每次移取10mL母液稀释到20mg/L为使用液。(2)吸附实验：称取0.2g SCHA吸附剂，加入100mL 20mg/LNH4Cl溶液，取样测定氨氮浓度。(3)氨氮的测定：采用国标HJ 536-2009水杨酸分光光度法和HJ 535-2009纳氏试剂分光光度法两种方法进行测定，分别绘制标准曲线。

实验结果如图4-1至图4-1所示。

由图4-1至图4-2可知，硝酸主要起硝化氧化的作用，一方面增加羧基的量，另一方面可以接上-NO₂，为后续磺化反应提供取代位点，HNO₃的浓度对下一步磺化有一定的影响，酸度越高，硝化程度越好，越有利于磺化，但酸度过高也会造成浪费；而磺化pH越高，磺化程度越高，以氨氮的去除率为指标，可以看出磺化pH过高会使得其吸附氨氮的能力反而减弱。因此，相较而言，实施例1中的硝化磺化反应条件分别为碳化温度为500℃、10％HNO₃和pH＝12，最佳吸附去除率能达到65.57％。

实验例2磺化腐植酸的特征指标表征

以实施例1中以碳化温度为500℃、硝化硝酸浓度为15％、磺化温度为65℃、磺化pH为12.5制得的磺化腐植酸为样品进行表征。

(1)SEM

磺化腐植酸的SEM图如图5所示。

如图5可知，腐植酸从碳化、磺化到吸附氨氮后形貌均为发生较大改变，说明材料具有一定的稳定性。腐植酸系列材料表面形貌均呈非均匀的片状，块状、颗粒状，存在层间间隙和空隙，说明孔隙间存在一定的毛细管力吸附等物理吸附的有利条件。

(2)FT-IR

腐植酸碳、磺化腐植酸碳的FT-IR如图6所示。

红外光谱广泛用于表征吸附官能团。图6显示了CHA、SCHA在400cm^-1～4000cm^-1范围内的FT-IR谱图。从图6中可以看出，碳化后的HA的-OH和-COOH明显减少，但仍然保留了部分HA的芳核结构(芳基)，可以提供磺化的位点。图6表明，与CHA相比，SCHA在2924cm^-1和2854cm^-1存在的-CH2-不对称和对称拉伸的相对强度显著降低，其次在1190cm^-1和1068cm^-1两处出现了磺酸基-SO3-的特征吸收峰，且1050cm^-1、800cm^-1处出现C-S、S＝O特征吸收峰，由此证明成功地接上了磺酸基团。此外，-COONa在1596cm^-1处尖锐的吸收峰比CHA的强，证明在磺化过程中还将材料表面氧化，-COO-基团的增加也能增加对氨氮的吸附位点。

实验例3不同应用参数对磺化腐植酸吸附氨氮去除率的影响

(1)接触时间(即吸附时间)对磺化腐植酸吸附氨氮去除率的影响

实验样品：以实施例1中以碳化温度为500℃、硝化硝酸浓度为15％、磺化温度为65℃、磺化pH为12.5制得的磺化腐植酸为样品进行实验。

实验方法：同实验例1的实验方法。不同之处在于，称取0.2g SCHA吸附剂，加入100mL 20mg/L NH₄Cl溶液，间隔一定时间取样测定氨氮浓度。

实验结果：如图7所示。

如图7所示，吸附时间为1min～180min时，吸附去除率随时间的延长而提高。这说明吸附在40min达到平衡。但由于SO₃ ^-接在材料的表面，只要充分与NH₄ ⁺接触，就会产生静电力吸引作用结合在一起，达到去除氨氮的作用，因此反应速度较快，反应迅速。

(2)pH对磺化腐植酸吸附氨氮去除率的影响

实验样品：以实施例1中以碳化温度为500℃、硝化硝酸浓度为15％、磺化温度为65℃、磺化pH为12.5制得的磺化腐植酸为样品进行实验。

实验方法：同实验例1的实验方法。不同之处在于，使用NaOH(0.1M)或HCl(0.1M)的pH计，将20mg/LNH₄Cl调至pH为2～10，测试了pH对SCHA吸附NH₄ ⁺的影响。吸附在298K水浴振荡器上进行，反应60min后取出2mL样品，然后用0.22μm水相过滤器过滤并测定氨氮浓度。

实验结果：如图8所示。

由图8可知，溶液pH对NH₄ ⁺在SCHA上的吸附起着重要的作用，因为它会影响SCHA的表面电荷和氨的形态。在pH<7时氨氮主要以NH₄ ⁺形式存在(大于99％)，pH＞7时，氨分子(NH₃·H₂O)的比例逐渐上升。SCHA主要吸附离子形态氨氮-NH₄ ⁺，因此去除率随pH变化，NH₄ ⁺含量变化而变化。

(3)磺化腐植酸投加量对氨氮去除率和吸附容量的影响

实验样品：以实施例1中以碳化温度为500℃、硝化硝酸浓度为15％、磺化温度为65℃、磺化pH为12.5制得的磺化腐植酸为样品进行实验。

实验方法：同实验例1的实验方法。不同之处在于，向50mL 20mg/LNH₄Cl溶液中分别添加0.02g、0.04g、0.08g、0.1g、0.12g、0.16g和0.2g吸附剂，反应60min，吸附后取样，并测定反应后的pH值。

实验结果：如图9(a)和图9(b)所示。

由图9可知，随着SCHA的投加量的增加，氨氮去除率逐渐上升。氨氮浓度为20mg/L时，SCHA投加量＞0.1g时，增加吸附剂的量，吸附去除率增长速率在下降，也就是其吸附容量在逐渐降低。这是由于当去除了70％氨氮后，溶液中的氨氮浓度较低，吸附过程传质阻力成倍增加。此外，SCHA主要靠静电作用吸附离子形态的氨氮(NH₄ ⁺)，而水中存在两种不同形态氨氮，随着SCHA材料的加入，溶液pH会上升，上升至7～8后，NH₃·H₂O分子形态百分比逐渐增多，NH₄ ⁺含量逐渐减少，从而去除率不会明显增高。因此，磺化腐植酸的投加量在0.8g/L～2.0g/L(即0.04g～1.0g)之间时，其氨氮去除率最佳。

此外，本发明的磺化腐植酸的吸附容量在处理相同浓度20mg/L氨氮的其他吸附剂之上(牛粪生物炭，稻壳生物碳，FeCl₃-活性污泥等)，对较低浓度的氨氮吸附去除率较高，由于其便宜且易制得，绿色环保，具有广阔的应用前景。还有些吸附剂对吸附容量虽高，但处理对象是高浓度，实际上对于低浓度的氨氮吸附容量应该低于SCHA的吸附容量。

表1为磺化腐植酸与其他吸附剂吸附容量的对比

材料名称	NH<sub>4</sub>Cl浓度	吸附剂量	吸附容量	去除率
					SCHA	20mg/L	2g/L	6.58mg/g	65.8％
牛粪生物炭	20mg/L	20g/L	1.402mg/g	-
					磁性沸石	0.8mg/L	3g/L	0.27mg/g	83.4％
SDS-沸石	6mg/L	4g/L	1.455mg/g	97％
					草莓叶片和茎碳	50mg/L	8g/L	6.71、4.62mg/g	-
SDS-活性炭	55mg/L	50g/L	0.92mg/g	82％
					稻壳生物碳	100mg/L	-	6.51mg/g	-
FeCl<sub>3</sub>-活性污泥	99.45mg/L	20g/L	7.65mg/g	95％
					NaOH-玉米秸秆、芯和木屑	100mg/L	10g/L	8mg/g	-
FeCl<sub>3</sub>-玉米芯碳	100mg/L	10g/L	8.05mg/g	-

(4)Na⁺、Ca²⁺、Mg²⁺、Al³⁺离子对磺化腐植酸吸附氨氮的影响

实验方法：使用20mg/LNH₄Cl溶液(含0、5、10、20、30、60mg/L NaCl、CaCl₂、MgCl₂、AlCl₃、和0.1g SCHA吸附剂)测定其他常见阳离子离子强度对吸附的影响。

实验结果：如图10所示。

由图10可知，随着阳离子浓度的增加，氨氮去除率逐渐降低，其次Ca²⁺、Mg²⁺、Al³⁺对SCHA吸附氨氮的影响比Na⁺更加显著，这是由于这些阳离子所带电荷数不同的原因，正电荷数越多，更易与SCHA表面的负电荷中和，竞争NH₄ ⁺在SCHA上主要受静电吸引控制的吸附位点，因此对氨氮的吸附量随离子浓度的增加而减小。在实际应用中，应该将废水的离子强度考虑在首要因素，调整材料的用量，才能保持对氨氮的去除效果。

(5)温度对磺化腐植酸吸附氨氮的影响

实验方法：以实施例1中以碳化温度为500℃、硝化硝酸浓度为15％、磺化温度为65℃、磺化pH为12.5制得的磺化腐植酸为样品进行实验。在288K、298K、308K下对20mg/L的氨氮废水进行吸附。

实验结果如图11所示。

由图11可知，温度对氨氮的吸附容量及吸附速率有一定的影响。由模型拟合的到的最大吸附容量可以看出，不同温度q_m为14.20mg/g、12.84mg/g、12.44mg/g，随温度升高而降低，高温不利于SCHA吸附氨氮(NH₄ ⁺)的吸附。以Langmuir、模型的R²为基础，拟合数据表明，Langmuir方程能更准确地描述生物炭对氨氮的吸附行为，表明这更倾向于是一种均匀的单层吸附。Langmuir模型的R₂＜0.95，表明存在一定程度的物理吸附，但化学吸附更有利，其中包含有表面张力和毛细管张力、微介孔的吸附作用等。热力学函数计算结果表明，该反应△G<0，且△Hθ<0，△Sθ>0，说明该反应为自发的放热反应，熵增加，高温不利于反应。从分子角度可以解释，NH₄Cl在高温会水解，与水分子结合生成氨分子，离子形态氨氮(NH₄ ⁺)减少，吸附量也会减少。

实验例4复配改性腐植酸吸附剂对模拟氨氮及实际氨氮废水的吸附

实验样品：以实施例4的复配改性腐植酸吸附剂为吸附剂。

不同因素对模拟氨氮的吸附

(1)pH对复配改性腐植酸吸附剂吸附氨氮去除率的影响

实验方法：称取0.1g HA-(3％)Fe(Ⅲ)及0.1g SCHA七份，分别加入50mL20 mg/LNH4Cl，分别调节pH为2、4、6、7、8、9、10，20min吸附平衡后取样，测定氨氮的浓度。

实验结果：如表2所示。

表2 pH对复配改性腐植酸吸附剂吸附氨氮去除率的影响

由表2的实验结果可知，磺化腐植酸和载铁腐植酸的最佳吸附氨氮的pH相差极大。此外，上述两种改性腐植酸的表面电荷性质不同，SCHA表面负电性更强，因此吸附机理也不同，pH在较高或较低的情况吸附效果均会受到不同程度的抑制，具有拮抗作用。因而，上述两种改性腐植酸的复合使用顺序和使用前溶液pH决定了对氨氮的吸附去除率。

(2)复配改性腐植酸吸附剂加入顺序吸附氨氮去除率的影响

实验方法：定义A为HA-(3％)Fe(Ⅲ)，B为SCHA，探究分别以A、B、A+B、B+A、及A/B(分开加入)的方式加入，40min后测定氨氮浓度，探究加入方式对氨氮去除率的影响，记录反应后的pH值。

实验结果：如图12所示。

由图12可知，先加入SCHA，氨氮吸附效果更好。

①由于模拟氨氮的pH为6.3～6.4，pH较低时氨氮更多的以NH₄ ⁺形态存在，因此占主导吸附作用的SCHA便能吸附大部分的NH₄ ⁺。②与此同时，氨氮溶液pH升高，NH₃·H₂O分子增多，可提供给HA-(3％)Fe(Ⅲ)进行配位。③此外，HA-(3％)Fe(Ⅲ)材料的加入，溶液pH会降低，NH₄ ⁺也会增加，也有利于SCHA剩余吸附位点吸附NH₄ ⁺，从而达到协同去除水中两种不同形态氨氮的效果，去除率可达79.65％。④相反，先加入HA-(3％)Fe(Ⅲ)会使溶液pH会降到很低，H⁺会与NH₄ ⁺竞争吸附在SCHA上，从而不利于吸附。

吸附剂对实际氨氮废水的吸附

实验结果如图13所示。

复配改性腐植酸吸附实际废水体系对氨氮去除效率变化与模拟体系存在类似的规律。此外，实际废水中存在大量的K⁺、Na⁺、Ca²⁺、Mg²⁺等阳离子的量远大于模拟体系中的量，因此加入SCHA后氨氮去除率仅为8.69％。当先0.1g SCHA磺化材料吸附掩蔽掉Ca²⁺、Mg²⁺离子后，再分别依次加入0.1g HA-(3％)Fe(Ⅲ)和0.1g SCHA对氨氮的吸附，对氨氮去除率依次为8.6％、24.64％、50.72％，掩蔽Ca²⁺、Mg²⁺离子后对氨氮吸附有了明显改善，提高了28.2％，最终氨氮浓度可达到12.5mg/L。

(3)复配改性腐植酸吸附剂加入量对氨氮去除率的影响

①载铁腐植酸的投加量对氨氮去除率的影响

实验结果如图14-1所示。

由图14-1可知，①最佳的投加量为0.1g，去除率最高可达19.6％。②仅加入HA-(3％)Fe(Ⅲ)时，吸附剂用量少时，吸附位点较少，吸附氨氮量随着材料的增加而提高；但是投加量大于0.1g时，溶液的pH急剧降低，从6.32降到4.1，溶液中氨氮的形态主要是以NH₄ ⁺存在，与活性中心-Fe(Ⅲ)络合的NH₃·H₂O逐渐减少，另较强酸性条件下H⁺占据COO-吸附位点，所以当pH降低到4时去除率几乎为0。③另外，0.1g SCAH与(0-0.2g)HA-(3％)Fe(Ⅲ)复合使用时的氨氮去除率均比仅加入0.1g SCAH(去除率为46.96％)高，分别达到55.03％、64.18％、64.72％、64.45％、65.53％、69.29％、71.45％、70.37％，这是由于材料的量加入不同，可以调节溶液的pH值，形成了协同去除氨氮的目的。

②磺化腐植酸的投加量对氨氮去除率的影响

实验结果如图14-2所示。

如图14-2所示，①仅加入0.1g HA-(3％)Fe(Ⅲ)氨氮去除率为19％；仅加入(0～0.2g)SCHA,吸附去除率分别为19.57％、26.19％、36.66％、37.76％、49.61％、50.17％、48.79％；②随着投加量的增加，溶液pH迅速上升，NH₄ ⁺比例逐渐降低，pH>9.25时，NH₄ ⁺比例小于50％，因此磺化腐植酸加入的量继续增加对氨氮的吸附不会再增加，反而有可能使去除率降低；③加入0～0.2g SCHA反应20min后再加入0.1g HA-(3％)Fe(Ⅲ)，复配改性腐植酸吸附剂对氨氮的吸附效率相比于仅加入(0～0.2g)SCHA的氨氮拿吸附去除率逐渐上升。④从图13中可以看出随着SCHA的投加量的增加，氨氮去除率逐渐上升，SCHA材料的加入，溶液pH会上升，NH₃·H₂O分子增多，可提供给HA-Fe(Ⅲ)进行配位，从而达到协同去除水中两种不同形态氨氮的效果。

综上，复配改性腐植酸吸附剂处理实际低浓度氨氮废水时，磺化腐植酸的投加量为4g/L～6g/L(即0.2g～0.3g)，载铁腐植酸的投加量为2g/L～4g/L(即0.1g～0.2g)，其氨氮去除率最高，吸附效果最佳。

实验例5复配改性腐植酸吸附剂对模拟有机氮的吸附

实验方法：

称取0.1g载铁腐植酸与磺化腐植酸分别吸附模拟有机氮50mg/L单组份溶液(蛋白粉、复合氨基酸、L-谷氨酸、四环素)和四组份混合溶液，溶液取用量为50mL，反应1h后取样，用0.45μm滤头过滤后，测定在紫外254nm下测定其吸光度，计算有机氮的去除效率。

实验结果：如图15所示。

由图15可知，复配改性腐植酸对多肽、谷氨酸、四环素、复合氨基酸的去除率分别为87.88％、20.00％、54.46％、84.88％。复配改性腐植酸对多肽吸附增加，但对四环素吸附小于两者单独使用之和，说明多肽占据了材料的吸附位点，使得对四环素的吸附减少，此外复配改性腐植酸对四种混合组分去除率为73.88％，如果将50mg/L的有机物混合物换算成COD，其COD值也约为50mg/L，吸附后COD为13.06mg/L，能够达到国标要求的A级排放标准。

实验例6复配改性腐植酸吸附剂对模拟氨氮和有机氮以及实际氨氮和有机氮的吸附

实验方法：(1)复配改性腐植酸对模拟钙镁、氨氮及有机氮吸附：因废水中还存在其他的阳离子，其他阳离子的存在还会影响磺化腐植酸的吸附效果，因此在模拟体系中加入钙镁离子，进行更好地验证试验。向模拟溶液(50mg/L有机氮、20mg/LNH₄Cl、30mg/LCaCl₂、10mg/LMgCl₂溶液)加入0.1g SCHA吸附反应10min，再分别加入不同量(0.04g～0.16g)的CHA400-(10％)Fe(Ⅲ)和HA-(3％)Fe(Ⅲ)，再加入0.1g SCHA反应20min后，测定对的氨氮及有机氮的吸附去除率。

(2)复配改性腐植酸对实际氨氮、有机氮的吸附：将采自超磁分离处理的二级出水分瓶包装，密封至于4℃以下，使用时放至室温，分别测定氨氮浓度及TN和COD的含量(氨氮25.8mg/L，总氮27.4mg/L，COD为59.41mg/L)。移取100mL废水，加入0.1g磺化腐植酸，反应20min，取样，再加入0.1g载铁腐植酸反应10min，取样，最后再加入0.1g磺化腐植酸，反应20min，取样，按实验例1的方法测定氨氮浓度，用过硫酸钾法及重铬酸钾法分别测定总氮及COD的含量。再调整材料用量，加入0.1g磺化腐植酸+0.2g载铁腐植酸+0.2g磺化腐植酸，测定吸附后各指标的浓度。

模拟氨氮和有机氮的实验结果如图16-1和图16-2所示，模拟实际氨氮和有机氮废水的实验结果如图17所示。

由图16-1和图16-2可知，①先加入SCHA，吸附去除水中的主要阳离子Ca²⁺、Mg²⁺，如图16-1，加入0.1g SCHA(即1g/L SCHA)吸附Ca²⁺、Mg²⁺后，氨氮去除率为19.53％，COD去除率为62.39％；②再通过加入不同量的CHA400-(10％)Fe(Ⅲ)氨氮去除率逐渐上升，是因为吸附位点增多，CHA400-(10％)Fe(Ⅲ)参与吸附了有机氮氨基的配位吸附，与NH₃·H₂O存在竞争吸附的关系；③再加入0.1g SCHA(即1g/L SCHA)后对氨氮去除率先增加后趋于平稳，CHA400-(10％)Fe(Ⅲ)加入量为0.1g时达最高氨氮去除率可以达到64％。④此外复配改性腐植酸吸附剂随着载铁腐植酸材料量的增加，COD去除率逐渐上升，是由于吸附有机氮的吸附剂吸附位点增加而引起的。因此，根据实际生活污水水质具有高氨氮、低硝态氮、低有机氮、低COD的特点，SCHA与HA-(3％)Fe(Ⅲ)的复合效果更有利于达到指标要求。

由图17可知，①测定得到实际废水氨氮为25.8mg/L，总氮27.4mg/L，COD为59.41mg/L，经SCHA吸附掩蔽掉Ca²⁺、Mg²⁺后，再分别依次加入HA-(3％)Fe(Ⅲ)和SCHA对氨氮的吸附后(即0.1g A HA-(3％)Fe(Ⅲ)+0.2g B SCHA)，氨氮浓度达到12.53mg/L<15mg/L，总氮为13.45mg/L<15mg/L，COD<20mg/L，达到城市生活污水排放标准的B级标准。②氨氮浓度为12.53mg/L>5mg/L未达到A级排放标准还需加大材料的量才能达到标准，进一步解决此难题，采用吸附剂量为0.2g A+0.3g B，此时对氨氮TAN、TN及COD的去除率分别达到85.97、80.01、92.66％。TAN＝3.62mg/L<8mg/L、TN＝5.45mg/L<10、COD＝4.36<8mg/L，因此，根据实际要求，增加材料的用量可使处理后水质达到城镇生活污水排放A级标准。也即是复配改性腐植酸吸附剂处理低浓度氨氮和有机氮废水时，磺化腐植酸的投加量为2g/L～3g/L(即0.2g～0.3g)，载铁腐植酸的投加量为1g/L～2g/L(即0.1g～0.2g)。

综上所述：

(1)腐植酸原料，经过碳化后，经磺化制得的磺化碳化腐植酸SCHA能静电吸附NH₄ ⁺-N的同时，同时具有活性炭的性质，高比表面积，具有静电、疏水分配、π-π作用高效吸附污水中有机氮(RNH₂-N)，对有机氮的吸附去除，主要通过负电性的磺化腐植酸与有机氮(RNH₂-N)的静电作用和疏水分配作用，对50mg/L混合有机氮去除率达48.31％。

(2)复配改性腐植酸改性剂对氨氮吸附有一定程度的相互抑制。其加入顺序及分开使用效果均有差异。两种材料复合使用顺序和使用前溶液pH决定了对氨氮的吸附去除率。若实际氨氮废水pH＜7，NH₄ ⁺形态为主，则先加入SCHA有利；若废水pH＞9，NH₃.H₂O形态约为50％，则先加入HA-(3％)Fe(Ⅲ)有利于吸附。

(3)复配改性腐植酸改性剂应用于实际废水氨氮和COD吸附时，受水中阳离子浓度影响较大，会消耗一部分吸附氨氮的位点，导致氨氮去除率急剧降低，调节SCHA用量后，吸附去除率得到改善，可以达到城市生活污水排放标准的B级标准，当调整复合吸附剂用量到5g/L，具有协同去除污水中总氨氮TAN＝3.62mg/L、TN＝5.45mg/L、COD＝4.36mg/L，能达到A级排放标准，有潜力达到地表水Ⅳ级标准。

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