目录图表
随着工业领域的不断扩充，氨氮废水不断排出，使得生态环境遭到严重破坏［1–2］。当前对氨氮废水的处理手段主要包括化学法、生物法、物理法等［3–4］，普遍存在处理周期长、分离效率差、循环使用性能差等缺点［5–8］。相比之下，基于多孔材料的吸附法由于具有良好的吸附高效性，成为当前的研究热点。因此，采用高效、可行的吸附材料来实现氨氮废水的处理是保护环境，实现可持续发展的一个重要方面［9–10］。大多数氨氮吸附材料具有如原料来源广泛，价格较低，使用安全，能快速吸收氨氮，避免资源浪费，不会对环境造成二次污染等优点［11–16］。许多吸附材料如活性炭材料、分子筛材料已被用于氨氮处理和水质净化的研究，显示出广阔的应用前景［17–19］。同时，想要达到高效快速吸附氨氮的目的，对于氨氮废水吸附材料，应具有一些重要的性能：1）有均匀的孔道结构；2）比表面积和比孔体积大；3）良好的水热稳定性；4）具有较高的吸附氨氮速率和倍率；5）具有一定的再生能力。
沸石分子筛是典型的多孔吸附材料［20–22］，其具有均匀的孔道结构，比表面积和比孔体积较大，水热稳定性好，是一种很好的吸附材料。此外，随着电力工业的发展，特别是燃烧煤电厂的发展，粉煤灰的排放量逐年增加［23］。因此，粉煤灰的处理和利用问题也是人们广泛关注的热点之一。粉煤灰中含有合成沸石所需的硅和铝等多种元素，如果利用粉煤灰制备沸石分子筛，不仅可以节约化工原料，还有制备成本低廉等优势。综上所述，利用粉煤灰制备沸石分子筛吸附材料，使其能够应用于降低废水中的氨氮含量，是一种高效、廉价和环境友好的方法，同时也为粉煤灰的处理提供了新思路，使其达到“以废治废，绿色化学”的目的［24］。
本文以粉煤灰为原料，通过研磨、酸处理、煅烧途径对其进行除杂预处理，采用水热晶种辅助法，成功合成了单一晶相X型、A型和系列A-X型沸石分子筛，并筛选出最佳制备工艺的吸附性能较优以及再生能力较高的纯化X型分子筛，并对得到的沸石分子筛进行全面表征。最后，通过测试沸石分子筛的吸附性能，并研究其实验参数对吸附性能的影响，从而筛选出最佳吸附实验参数，探索沸石分子筛的再生性能。
粉煤灰；偏铝酸钠（化学纯，国药化学试剂有限公司）；氢氧化钠、九水硅酸钠、氯化钾和氯化铵（分析纯，国药集团化学试剂有限公司）；氯化镁（分析纯，福晨（天津）化学试剂有限公司）；无水氯化钙（分析纯，江苏强盛功能有限公司）；氯化钠（分析纯，萨恩化学技术（上海）有限公司）；浓盐酸（分析纯，福建旭升化工有限公司）。
沸石分子筛制备工艺路线如图1所示。
燃烧煤电厂直接排除的粉煤灰颗粒较大，粒径分布不均匀，且成分复杂（表1，其中LOI为烧失量（loss on ignition）），因此需要对粉煤灰原材料进行相应的预处理，增强表面活性易于后续研究。预处理步骤：1）研磨，采取在2400 r·h−1的球磨机里对粉煤灰机械球磨研2 h，进而达到粉煤灰初级活化的效果。2）酸洗，称量5 g球磨后粉煤灰，加入100 ml质量分数为5%的盐酸，在85 ℃下反应2 h。然后洗涤粉煤灰使其pH值为中性，烘干。经过酸洗粉煤灰，原料粉煤灰的Fe2+，Fe3+和Ca2+等含量下降，同时除去部分有机杂质，使SiO2和Al2O3的含量提高，粉煤灰活性增强。3）碱熔融与煅烧，将粉煤灰和氢氧化钠按质量比1∶1.2混合后在800 ℃下煅烧2 h。碱在分子筛晶化过程中的作用是控制硅酸盐离子的聚合度以及参与硅酸盐离子、铝酸盐离子的缩聚反应，加快结晶速度，缩短晶化反应时间。
碱熔粉煤灰制备纯化沸石的效率与产物性质受多种参数调控，其中固液比、水热时间、硅铝比、水热温度及晶种的添加是关键影响因素。因此，采用控制变量来探索制备和纯化沸石的最佳工艺参数。具体实验方案为：1）水热温度的探索，分别称量3 g碱熔融后粉煤灰、4.25 g Na2SiO3·9H2O和27 ml H2O到4个50 ml聚四氟乙烯内衬反应釜中，将其搅拌20 min，分别放在70，80，90和100 ℃温度下水热反应18 h记为X-1，X-2，X-3和X-4。然后取出至离心管中，用去离子水洗涤，将pH调至9~10，过滤，烘干得到沸石分子筛样品。2）水热时间的探索，实验方案同上，只改变水热反应时间，在80 ℃下分别反应6，12，18和24 h，记为X-5，X-6，X-2和X-7。3）固液比的探索，只改变溶剂添加量，依次加入量为21，27和33 ml的水（粉煤灰和水比例顺次为1∶7，1∶9和1∶11），在80 ℃下水热18 h记为X-8，X-2和X-9。4）外加硅铝源（Si/Al摩尔比）的探索，只改变硅铝比，在4个50 ml反应釜中依次加入0.3467 g NaAlO2，3.19，4.25和4.80 g Na2SiO3·9H2O（硅铝比顺次为1∶1，2∶1，2.5∶1和2.8∶1），在80 ℃下水热18 h记为X-10，X-11，X-2和X-12。5）添加晶种的探索，分别称量3 g碱熔融后粉煤灰、4.25 g Na2SiO3·9H2O和27 ml H2O到3个50 ml反应釜中记为X-2，X-6和X-13，并在X-13中额外加入少量晶种，将X-6和X-13在80 ℃下反应12 h，而X-2则在80 ℃下反应18 h。
将上述制备得到的沸石分子筛进行吸附实验测试，对比吸附效果，根据初步的吸附效果，适当调整实验方案，筛选出最佳沸石分子筛类型及吸附条件参数［25］。本实验以氯化铵水溶液作为模型污染物，用紫外分光光度法测氨氮浓度，计算氨氮的吸附量和去除率，平行测定3次，取平均值。具体步骤：1）不同种类沸石分子筛吸附氨氮能力的测试，称取150 mg不同类型的沸石分子筛，分别加入到pH为7，50 ml 50 mg·L−1的氨氮溶液，300 r·min−1室温吸附60 min。2）吸附时间对吸附性能影响的测试，称取150 mg 纯化的X型沸石分子筛，分别加入到pH为7，50 ml 50 mg·L−1的氨氮溶液，300 r·min−1室温下分别吸附5，10，20，30，40，50，60，70，80和90 min。3）氯化铵初始浓度对吸附性能影响的测试，称取150 mg纯化的X型沸石分子筛，分别加入到pH为7，50 ml浓度分别为25，50，75，100，150，200和250 mg·L−1的氨氮溶液，300 r·min−1室温吸附60 min。4）沸石分子筛投加量对吸附性能影响的测试，分别称取50，100，150，200，250和300 mg纯化的X型沸石分子筛，分别加入pH为7，50 ml 50 mg·L−1的氨氮溶液，300 r·min−1室温吸附60 min。5）pH对吸附性能影响的测试，称取150 mg纯化的X型沸石分子筛，分别加入pH为3，5，6，7，8，9和11的50 ml 50 mg·L−1的氨氮溶液，300 r·min−1室温吸附60 min。6）温度对吸附性能影响的测试，称取150 mg纯化的X型沸石分子筛，加入pH为7，50 ml 50 mg·L−1的氨氮溶液，分别放入30，40，50，60，70和80 ℃水浴锅中加热，300 r·min−1吸附60 min。
再生性能测试的具体步骤为：1）饱和吸附氨氮分子筛制备：先称取150 mg 纯化的X型沸石分子筛置于50 mg·L−1的氨氮废水中，搅拌2 h后，用紫外分光光度法测氨氮浓度，确定其饱和吸附量。2）再生液配制：移取浓度为0.1 mol·L−1的NaCl溶液、0.1 mol·L−1的NaOH溶液各1000 ml并混合，得到再生液［26］。3）再生测试：称取饱和吸附氨氮分子筛150 mg，加入pH为7，50 ml 50 mg·L−1的氨氮溶液，300 r·min−1吸附2 h，测得氨氮浓度并计算氨氮的吸附量和去除率。
图2为不同条件下制备的样品的X射线衍射（XRD）图谱。由图2（a）可知，当水热温度为70 ℃时，没有明显的衍射峰出现，说明X-1为无定型的硅铝酸盐。当水热温度为80 ℃时，杂质晶相的特征不明，X-2显示出较纯的X型分子筛；当水热温度为90 ℃时，X-3显现出带微弱A型分子筛特征峰的A-X型分子筛；当水热温度为100 ℃时，X-4具有更加明显A型分子筛特征峰，形成混合的A-X型分子筛。由此可以看出，水热温度过高，晶体排列过程中顺序被影响，晶型不再是单一的晶型。综合考虑，合成单一晶相X型沸石分子筛时选取水热温度80 ℃较为合适。
由图2（b）可知，当水热时间6 h时，X-5显现出A-X型分子筛混合特征峰，但是衍射峰强度较弱，说明在较短的水热时间下，分子筛的相对结晶度较低。当水热时间为12 h时，X-6特征衍射峰强度变高，但还是A-X型分子筛。当水热时间为18 h时，X-2的A型分子筛特征峰消失，形成单一的X型分子筛。当水热温度为24 h时，X-7和X-2所形成的特征衍射峰基本相同。考虑到实际工业应用的经济与效率，合成单一晶相X型沸石分子筛时选取水热时间为18 h。
由图2（c）可知，当固液比为1∶7时，X-8同时存在A型、X型分子筛，峰强度很弱。随着固液比增加到1∶9，X型分子筛峰显著增加，A型分子筛特征峰消失，形成单一的X型分子筛。但是将当固液比继续增加到1∶11时，A型分子筛特征峰开始显现，相对结晶度相对有所下降。综合考虑，合成单一晶相X型沸石分子筛时固液比选择1∶9较为合适。
由图2（d）可知，当硅铝比为1∶1时，X-10是单一的A型分子筛且峰强度较弱。当硅铝比增加到2∶1时，X-11同时存在A型、X型的特征峰形成A-X型分子筛，其中X型分子筛相对结晶度增大。当硅铝比为2.5∶1时，A型分子筛衍射特征峰几乎完全消失，X-2为较纯的X型分子筛。当硅铝比为2.8∶1时，X-12也为较纯的X型分子筛。综上考虑，合成单一晶相X型沸石分子筛时，硅铝比为2.5∶1较为合适。
图3为有无晶种添加样品的XRD图谱。可知，X-13分子筛相比其他条件相同不加晶种制备的X-6来说，X-13已从原来的A-X型分子筛转变成单一晶相的X型沸石分子筛；与原来较纯的分子筛X-2相比其纯度更高。
可见晶种在粉煤灰制备分子筛的过程中起到引导结晶方向、缩短合成周期的重要作用。这可能跟分子筛在水热晶化成核时期处于亚稳状态有关，晶化时无需先形成亚稳态的晶核，而直接在已有晶种基础上进行长大。综合考虑，选择以制备X-13分子筛的工艺参数为最佳工艺参数。
最佳工艺参数合成的X型沸石分子筛X-13、A-X型沸石分子筛X-4和A型沸石分子筛X-10的XRD对比如图4所示。可以很明显看出，通过最佳工艺参数合成的X型沸石分子筛的纯化程度更高。
图5为最佳工艺参数合成的单一晶相X型沸石分子筛和标准X型分子筛的对比TG-DSC曲线。可见，两者有着几乎完全相同的始终曲线，这表明所制备的X型沸石分子筛纯度很高。合成的沸石分子筛没有在800 ℃之前发生结构坍塌释放晶格能。工业上沸石使用温度一般在700 ℃以下，可见实验合成的沸石热稳定性较好，符合工业要求。
图6为X型、A-X型和A型沸石分子筛的SEM形貌图像。其中，最佳工艺参数合成的X型沸石分子筛的SEM表面形貌如图6（a，d）所示，其晶体为形状规则且形貌完整的八面体结构，棱角分明、结构紧密。晶体表面光滑，分布着很多细小的孔隙。合成的A型沸石分子筛如图6（b，e）所示，沸石产物的形貌皆为明显的立方体结构，颗粒大小均一，棱角分明、形貌规则。合成的A-X型沸石分子筛如图6（c，f）所示，可以明显观察到较为规则的立方体A型沸石和八面体X型沸石，晶体表面较为粗糙。SEM结果表明，单一晶相X型沸石分子筛晶体生长基本完成，结晶纯度较高，品质较好，有利于废水中氨氮的吸附。
合成的X型和A型沸石分子筛的TEM图像如图7所示，可以看出，沸石分子筛团块都是由二维的片状结构多层堆叠而成，表面光滑，片状结构边缘清晰。其中，由图7（b）可以看出X型沸石分子筛为多边形片状，且其片状结构上分布多处细小均匀孔隙，从而提高了沸石分子筛的吸附性能。
图8为X型和A型沸石分子筛的氮气吸附-脱附以及孔径分布图。可知，所制备的X型和A型沸石分子筛在脱附过程中，脱附曲线在相对压力P/P0=0.45~1.0时出现了不同程度的滞后现象，出现了回滞环，说明沸石样品有一定量的介孔存在，属于含狭窄缝形孔固体的典型曲线，符合沸石分子筛的孔隙特征，表明分子筛与氨氮之间不是通过分配方式发生作用。与此同时，由表2发现，所制备纯相X型沸石分子筛比表面积和孔容分别为23.092 m2·g−1和0.060 cm3·g−1，而纯相A型分子筛比表面积仅为20.698 m2·g−1。
图9为X型和A型沸石分子筛的EDS分析结果，可知，制备的样品中存在沸石分子筛合成的必要元素Si和Al。由表3可知，X型沸石分子筛中Si和Al的质量分数分别为14.74%和11.04%，通过计算可知此时硅铝比（SiO2/Al2O3）为2.58，而X型沸石分子筛理论硅铝比为2.3~3.3［27］，表征结果与理论比例相符合。A型沸石分子筛中Si和Al的质量分数分别为7.64%和6.87%，通过计算可知此时硅铝比为2.14，而A型沸石分子筛理论硅铝比为2［27］，表征结果与理论数据相近。
图10展示了X型、A-X型及A型沸石分子筛的FT-IR光谱，可见，位于~3448 cm−1处的宽强吸收峰归属于沸石孔道内吸附水的O-H伸缩振动，~1634 cm−1处的吸收峰则对应水分子的H-O-H弯曲振动。二者证实沸石对水分子的强吸附作用。~560 cm−1处的特征峰归属于沸石骨架双环结构单元的外部连接振动，是其特征晶体框架形成的结构标志。此外，~750和~993 cm−1处的吸收峰分别对应Si-O键的对称与不对称伸缩振动。上述特征峰的指认结果一致表明，3种沸石分子筛均具备典型的沸石骨架结构。
将合成的X型、A-X型和A型沸石分子筛在相同实验条件下进行氨氮溶液吸附实验，结果如图11所示。可见，3种类型沸石对氨氮吸附顺序为X型（14.33 mg·g−1）>A-X型（10.00 mg·g−1）>A型（9.33 mg·g−1）。最佳工艺参数合成的X型沸石分子筛对氨氮的吸附量最大，这是因为晶种在沸石合成过程中起到促进作用，进而使X型沸石分子筛相对结晶度提高，吸附位点增多。同时，根据前文BET结果可知X型沸石分子筛是一种极性吸附剂，氨氮废水含有极性NH4+，因此能与分子筛表面发生强烈的吸附作用。本节选择X型沸石分子筛作为吸附剂，探讨不同吸附条件对沸石吸附氨氮的影响。
1）吸附时间对吸附性能的影响
图12为不同时间条件下氨氮吸附效果的变化情况。可见，氨氮的吸附量和去除率都随着吸附时间的增加而增加。前40 min内，吸附速率急剧上升，去除率迅速增加至74%，达到12.53 mg·g−1吸附量。这是由于刚开始吸附，溶液中氨氮浓度大，导致溶液与沸石表面的浓度差大，推动力大，加之沸石吸附位点多，因此吸附速率快，吸附量增加显著。当吸附时间到达60 min时，去除率为82%，吸附量为13.67 mg·g−1，去除率和吸附量虽有所增加，但是增加趋势变缓。由于氨氮吸附接近饱和状态，继续增加吸附时间，吸附率和吸附量基本不变。吸附时间120 min时，氨氮去除率最终达到88%。为减少时间成本，最大化利用X型沸石分子筛对氨氮的去除效率，最佳吸附时间应设定为60 min。
2）温度对吸附性能的影响
图13为不同温度条件下氨氮吸附效果的变化情况。可见，当温度为30 ℃时，氨氮去除率达到最高为86%，吸附量为14.33 mg·L−1。当温度高于30 ℃时，氨氮去除率和吸附量总体均呈下降趋势后趋于平缓。从去除率来看，温度的影响并不大，且较高温度不便于实验操作，所以吸附温度选取室温即可。
3）pH对对吸附性能的影响
图14为不同溶液pH条件下氨氮吸附效果的变化情况。可见，当溶液pH介于6至8的区间，氨氮的去除率明显较高，尤其在pH达7时，去除率攀升至最高峰约78%。当脱离此pH区间，氨氮的去除率普遍降低。这是由于pH偏低时，溶液中氢离子浓度偏高，氨氮以铵根的形式居多，而铵根的离子半径远大于氢离子，不易于渗透到沸石内部，从而削弱沸石对氨氮的吸附能力。pH偏高时，溶液中氢离子浓度降低，氨氮以水合氨分子的形式为主，沸石对铵根的离子交换能力减弱，主要通过吸附水合氨分子，导致整体吸附效能不佳。故此，X型沸石分子筛吸附氨氮溶液最适pH应控制在6~8之间。
4）氯化铵初始浓度对吸附性能的影响
图15为不同初始浓度条件下氨氮吸附效果的变化情况。可见，初始浓度大的氯化铵溶液与沸石表面形成较大浓度差，进而增强了交换和吸附，便于吸附质被沸石内部所吸附，提升沸石的吸附量。当氯化铵溶液浓度为50 mg·L−1时，去除率达到最大值为73.6%，沸石的吸附量为12.27 mg·g−1。浓度继续增加，虽然吸附量也随之有所提升，但去除率却降低了，进而导致去除效果不佳。
5）沸石分子筛投加量对吸附性能的影响
图16为不同沸石分子筛投加量条件下氨氮吸附效果的变化情况。在特定施加量区间，氨氮的去除量几乎直线攀升，至150 mg点位后，去除率上升趋势放缓。反观氨氮的吸附量，随着施加量的递增，其迅速下降，继而平稳。当施加量超过250 mg，吸附作用逐渐达到饱和，氨氮的去除率趋于恒定。此现象之因，起初施加量偏低，水体中氨氮浓度较高，制约要素是沸石的施加量。施加量上升后，沸石的比表面积及可供吸附的位点同步增多，促使氨氮去除率上升。然而，溶液浓度已定，随沸石施加量增多，单位质量沸石对氨氮的吸附量遭遇瓶颈，导致整体吸附效能不佳。综合经济成本与吸附效能，最优施加量为150 mg。
本文以粉煤灰为原料成功制备了沸石分子筛，深入探讨了不同类型分子筛的结构和性能特征并对其进行了详细表征，获得的主要结论如下：
1）采用水热合成法制备了X型、A型和系列A-X型沸石分子筛。通过改变水热温度、时间、固液比、硅铝比、及通过外加硅源铝源来改变硅铝比得到了其制备工艺参数，并对不同类型沸石分子筛的形貌和结构进行表征。
2）研究了X型沸石分子筛的最佳制备工艺参数。通过探索得出在水热条件下，温度控制在80 ℃，反应时间12 h，固液比为1∶9，硅铝比为2.5∶1，并辅以少许晶种，最终合成纯化的X型沸石分子筛。结合XRD，TG-DSC，SEM，TEM，BET，EDS和FT-IR等技术对该材料进行表征，结果表明经过纯化的X型分子筛形貌特征更加明显，形状较为突出且晶型较好。
3）研究了X型沸石分子筛材料的吸附性能和再生性能。结果表明X型沸石分子筛具有更好的氨氮吸附能力。同时，以50 mg·L−1的氯化铵水溶液为模型污染物，考察了X型沸石分子筛在不同的吸附时间、投加量、pH、温度、竞争阳离子以及氯化铵初始浓度下的吸附性能。在此基础上，筛选出了纯化的X型沸石分子筛对氨氮废水吸附的最佳条件参数。最后对其再生能力进行了探究测试，结果表明纯化的X型沸石分子筛在保证高吸附效率的同时具备良好稳定性和再生能力。
本文以粉煤灰为原料，成功制备工艺较为简单，吸附性能较优以及再生能力较高的纯化分子筛。这为合理设计高性能沸石分子筛吸附材料和原子水平上的相互作用的研究提供了很好的启迪。同时也为粉煤灰的处理提供了新思路，使其达到“以废治废，绿色化学”的目的。
Guo J B， Wang S H， Lian J， Ngo H H， Guo W S， Liu Y M， Song Y Y. Rapid start-up of the anammox process： effects of five different sludge extracellular ploymeric substances on the activity of anammox bacteria ［J］.Boresource Technology， 2016， 220： 641.
Campos J C， Moura D， Costa A P， Yokoyama L， Araujo F V D， Cammarota M C， Cardillo L. Evaluation of pH， alkalinity and temperature during air stripping process for ammonia removal from landfill leachate ［J］.Journal of Environmental Science and Health. Part A， Toxic/Hazardous Substances & Environmental Engineering， 2013， 48（9）： 1105.
Seruga P， Krzywonos M， Pyanowska J， Urbanowska A， Pawlak-Kruczek H， Niedzwiecki L. Removal of ammonia from the municipal waste treatment effluents using natural minerals ［J］.Molecules， 2019， 24（20）： 3633.
Bhavsar K， Shah N K， Buha D， Atalia K. Kinetic and equilibrium isotherm studies of ammoniacal nitrogen adsorption onto sugarcane bagasse from wastewater ［J］.Desalination and Water Treatment， 2017， 60： 180.
Değermenci N， Ata O N， Yildiz E. Ammonia removal by air stripping in a semi-batch jet loop reactor ［J］.Journal of Industrial & Engineering Chemistry， 2012， 18（1）： 399.
Yuan M H， Chen Y H， Tsai J Y， Chang C Y. Ammonia removal from ammonia-rich wastewater by air stripping using a rotating packed bed ［J］.Process Safety & Environmental Protection， 2016， 102： 777.
Wu Y Y， Zhou S Q. Improving the prediction of ammonium nitrogen removal through struvite precipitation ［J］.Environmental Science & Pollution Research International， 2012， 19（2）： 347.
Huang H M， Xiao X M， Yan B， Yang L P. Ammonium removal from aqueous solutions by using natural Chinese （Chende） zeolite as adsorbent ［J］.Journal of Hazardous Materials， 2010， 175（1−3）： 247.
He X， Chen W T， Sun F Y， Jiang Z K， Li B， Li X Y， Lin L. Enhanced NH4+ removal and recovery from wastewater using Na-zeolite-based flow-electrode capacitive deionization： insight from ion transport flux ［J］.Environ. Sci. Technol.， 2023， 57（23）： 8828.
Song X S， Li Q， Yan D H. Nutrient removal by hybrid subsurface flow constructed wetlands for high concentration ammonia nitrogen wastewater ［J］.Procedia Environmental Sciences， 2010， 2（1）： 1461.
Zi Y S， Yao H， Pu X Q， Yang L， Jiang W J， Jiang X. Synthesis of a novel zeolite-activated carbon composite using lithium-silicon-powder waste for ammonia-nitrogen and methylene blue removal ［J］.Ind. Eng. Chem. Res.， 2020， 59（33）： 14616.
Bian Y H， Chen X， Lu L， Liang P， Jason Ren Z Y. Concurrent nitrogen and phosphorus recovery using flow-electrode capacitive deionization ［J］.ACS Sustainable Chem. Eng.， 2019， 7（8）： 7844.
Guo Y L， Gai C， Liu J， Peng K M， Huang X F. Enhanced ammonium removal and recovery from wastewater using an innovative redox-active flow electrode： the significant role of redox charge compensation and hydrogen bond network reconstruction ［J］.Chemical Engineering Journal， 2024， 485： 150027.
Sun J Y， Grag S， Waite T D. A novel integrated flow-electrode capacitive deionization and flow cathode system for nitrate removal and ammonia generation from simulated groundwater ［J］.Environ. Sci. Technol.， 2023， 57（39）： 14726.
Wang H B， Gui H， Yang W R， Li D， Tan W， Yang M， Barrow C J. Ammonia nitrogen removal from aqueous solution using functionalized zeolite columns ［J］.Desalination and Water Treatment， 2014， 52（4-6）： 753.
Alkhaldi A， Alsultan A， Alsaikhan K， Xie R X， Li J L， Peng Z M. Removal and recovery of ammonium and phosphate from wastewater using a redox flow deionization cell （RFDC） ［J］.ACS ES&T Water， 2023， 3（4）： 1182.
Xue S， Zhang X B， Ngo H H， Guo W S， Wen H T， Li C C， Zhang Y C， Ma C J. Food waste based biochars for ammonia nitrogen removal from aqueous solutions ［J］.Bioresource Technology， 2019， 292： 121927.
Adam M R， Othman M H D， Abu S R， Puteh M H， Ismail A F， Muftafa A， Rahman M A， Jaafar J. Current trends and future prospects of ammonia removal in wastewater： a comprehensive review on adsorptive membrane development ［J］.Separation and Purification Technology， 2019， 213： 114.
Martins T H， Souza T S O， Foresti E. Ammonium removal from landfill leachate by clinoptilolite adsorption followed bybioregeneration ［J］.Journal of Environmental Chemical Engineering， 2017， 5（1）： 63.
Hasegawa Y， Tanaka T， Watanabe K， Jeong B H， Kusakabe K， Morooka S. Separation of CO2-CH4 and CO-N2 Systems using ion-exchanged zeolite membranes with different Si/Al ratios ［J］.Korean J. Chem. Eng.， 2002， 19（20）： 309.
Wang Y Q， Wang C T， Wang L X， Wang L， Xiao F S. Zeolite fixed metal nanoparticles： new perspective in catalysis ［J］.Accounts of Chemical Research， 2021， 54（11）： 2579.
Liu Y F， Liu Z Q， Hui Y， Wang L， Zhang J， Yi X F， Chen W， Wang C T， Wang H， Qin Y C， Song L J， Zheng A M， Xiao F S. Rhodium nanoparticles supported on silanol-rich zeolites beyond the homogeneous Wilkinson's catalyst for hydroformylation of olefins ［J］.Nat. Commun.， 2023， 14（1）： 2531.
Liu P， Wu Q M， Yan K P， Wang L， Xiao F S. Solvent-free synthesis of FAU zeolite from coal fly ash ［J］.Dalton Transactions， 2022， 52（1）： 24.
Wan C L， Ding S， Zhang C， Tan X J， Zou W G， Liu X， Yang X. Simultaneous recovery of nitrogen and phosphorus from sludge fermentation liquid by zeolite adsorption： mechanism and application ［J］.Separation and Purification Technology， 2017， 180（8）： 1.
Martins T H， Souza T S O， Foresti E. Ammonium removal from landfill leachate by clinoptilolite adsorption followed by bioregeneration ［J］.Journal of Environmental Chemical Engineering， 2017， 5（1）： 63.
顶部
