含鐵錳氨地下水在我國東北地區(qū)分布廣泛, 含鐵錳氨地下水凈化工藝引起了眾多研究者的廣泛關(guān)注, 然而對于氨氮的去除途徑說法不一.有研究發(fā)現(xiàn)在高鐵錳氨地下水凈化工藝中, Fe(Ⅱ)氧化形成的鐵氧化物會吸附水分子形成α-FeOOH等羥基官能團[4], 該官能團可以吸附水中氨氮等離子;也有研究發(fā)現(xiàn)在鐵錳氨[Fe(Ⅱ) 0.7~1.1 mg·L-1、Mn(Ⅱ) 0.7~0.9 mg·L-1和NH4+-N 1.1~3.5 mg·L-1]凈化工藝中, 氨氮經(jīng)硝化和CANON作用去除;亦有研究發(fā)現(xiàn)在低溫(5~6℃)鐵錳氨[Fe(Ⅱ) 6.5~8.0 mg·L-1、Mn(Ⅱ) 1.9~2.1 mg·L-1和NH4+-N 1.4~1.7 mg·L-1]凈化工藝中, 水中的氨氮經(jīng)硝化作用去除;此外, 筆者在開展低溫高鐵錳氨凈化工藝實驗時發(fā)現(xiàn), 在低溫(5~6℃)高鐵錳氨[Fe(Ⅱ) 9.2~15.1 mg·L-1、Mn(Ⅱ) 0.6~1.4 mg·L-1和NH4+-N 0.9~2.0 mg·L-1]凈化工藝中, 氨氮主要經(jīng)濾層上部的鐵錳氧化物吸附去除, 通過硝化作用去除的氨氮較低.

　　由上述研究分析可知, 在鐵錳氨凈化工藝中氨氮的去除途徑可能與進水水質(zhì)有關(guān), 為明晰不同水質(zhì)條件下氨氮的去除途徑, 本實驗將梯次調(diào)節(jié)進水水質(zhì), 探究不同進水鐵錳濃度時氨氮的去除途徑.鑒于此, 筆者在東北某地開展了鐵錳氨凈化工藝運行實驗, 在生物濾柱的基礎(chǔ)上探究不同進水鐵錳濃度時低溫鐵錳氨凈化工藝中氨氮的去除途徑, 以期為工程實踐提供理論依據(jù).

　　1 材料與方法1.1 實驗裝置

　　本實驗裝置如圖 1, 由有機玻璃制成, 濾柱內(nèi)徑為200 mm, 高為3 000 mm.濾柱采用裝填總高度為1 600 mm的雙層濾料, 上層400 mm為無煙煤成熟濾料, 級配為1.0~1.2 mm, 下層1 200 mm為錳砂濾料, 級配為0.6~1.2 mm, 承托層采用厚度為400 mm的鵝卵石, 級配為1.2~20.0 mm.

圖 1 反應(yīng)器示意

　　1.2 實驗水質(zhì)

　　以水廠兩級生物凈化工藝中的一級濾池濾后水與硫酸亞鐵(FeSO4)、硫酸錳(MnSO4)及硫酸銨[(NH4)2SO4]配置成的混合液作為實驗進水.主要指標如下：水溫5~6℃, Fe(Ⅱ) 0~19.26 mg·L-1, Mn(Ⅱ) 0.52~2.05 mg·L-1, NH4+-N 0.37~2.59 mg·L-1, NO3--N 0.06~0.32 mg·L-1, NO2--N痕量, 高錳酸鹽指數(shù)痕量, pH為6~7, 溶解氧(DO)為10.0~10.5 mg·L-1.

　　1.3 實驗方法

　　以2.0 m·h-1運行, 反沖洗周期1 d, 反沖洗流量600~800 L·h-1, 反沖洗歷時3~4 min, 反沖洗14 h后檢測水樣.在低溫(5~6℃)鐵錳氨[Fe(Ⅱ) 0~19.26 mg·L-1、Mn(Ⅱ) 0.52~2.05 mg·L-1和NH4+-N 0.37~2.59 mg·L-1]出水達標并穩(wěn)定超過7 d, 即視為運行成功, 而后逐步調(diào)節(jié)進水濃度, 探究低溫鐵錳氨生物凈化工藝中氨氮去除途徑.

　　1.4 檢測方法

　　Fe(Ⅱ)：二氮雜菲分光光度法;Mn(Ⅱ)：過硫酸銨分光光度法;NH4+-N：納氏試劑比色法;NO2--N：N-(1-萘基)-乙二胺光度法;NO3--N：紫外分光光度法;化學需氧量：高錳酸鹽指數(shù)(酸法);DO、pH和水溫：便攜式測定儀(Qxi 315i-WTW).

　　成熟濾料吸附性能檢測參照研究[10]：從濾柱取砂樣口10、20、60、100和140 cm處取濾料各5 g, 用去離子水洗凈后, 置入高壓滅菌器(新華LMQ.C型立式滅菌器), 于120℃滅活2 h取出備用.稱取上述位置的滅活濾料各0.1 g, 分別置于500 mL具塞錐形瓶中進行氨氮吸附實驗.錐形瓶中分別加入250 mL濃度為1.5 mg·L-1的NH4+-N溶液, 以100 r·min-1的轉(zhuǎn)速在25℃恒溫振蕩12 h后, 取上清液用0.45μm濾膜過濾后測溶液氨氮濃度, 重復實驗2次.

　　反沖洗泥吸附性能檢測參照文獻[10]：濾柱成熟后, 取反沖洗泥水250 mL, 向其加入500 mL濃度為1.5 mg·L-1的氨氮溶液并充分混合, 分別測反沖洗泥水、氨氮溶液與反沖洗泥水混合2 min、氨氮溶液與反沖洗泥水混合1 d后混合液中氨氮、亞氮和硝氮濃度, 為避免鐵錳泥雜質(zhì)對測樣的干擾, 各組水樣均用0.45 μm濾膜過濾后測試溶液的“三氮”濃度, 重復實驗2次.

　　2 結(jié)果與討論

2.1 低溫鐵錳氨凈化工藝運行

2.1.1 進出水鐵錳氨的變化情況

　　進出水鐵錳氨濃度變化如圖 2.亞鐵在生物濾柱中主要通過化學接觸氧化作用去除, 而錳在生物濾柱中主要通過生物作用去除, 由圖 2(a)可知, 在運行過程中出水總鐵和出水錳均能滿足《生活飲用水衛(wèi)生標準》(GB 5749-2006)中對總鐵和錳的限值要求.由圖 2(b)可知, 在整個過程中出水氨氮濃度亦均能滿足標準中對氨氮的限值要求, 且由圖 2(c)可知, 在整個過程中出水硝氮濃度均遠大于進水硝氮濃度, 由此表明, 在此濾柱中氨氮能較好地通過生物作用去除.

圖 2 進出水鐵錳氨濃度變化

　　2.1.2 進出水總氮的變化情況

　　濾柱運行過程中進出水總氮如圖 3所示.從中可知, 在S1階段(20~41 d)和S4階段(148~170 d)進水總氮等于出水總氮, 濾柱中并未有氮素損失, 而S2階段(42~88 d)、S3階段(90~147 d)和S5階段(172~182 d)均有明顯的氮素損失, 進水總氮大于出水總氮, 且S2階段的氮素損失量明顯低于S3和S5階段的氮素損失量, 筆者將在下文中探究氮素損失的原因.

圖 3 進出水總氮變化

　　2.1.3 濾料及反沖洗泥對氨氮吸附性能分析

　　在第20和第30 d時分別取10、20、60、100及140 cm的濾料進行吸附性能分析實驗, 從表 1可知, 第20d時濾料已吸附飽和, 故忽略濾料對氨氮的吸附, 此后濾柱中氮素損失不是由濾料吸附造成, 故S2、S3和S5階段的氮素損失并不是濾料吸附造成.

表 1 濾料吸附實驗1)/mg·L-1

　　在第100 d時取反沖洗進行2 min時的反沖洗泥水混合液250 mL, 測得氨氮、亞氮和硝氮濃度分別為0.52、0和0.44 mg·L-1, 并取500 mL氨氮濃度為1.5 mg·L-1的氨氮溶液, 兩者混合后經(jīng)計算的理論氨氮、亞氮和硝氮濃度分別為1.17、0和0.15 mg·L-1.從表 2可知, 氨氮溶液與反沖洗泥水混合2 min后實際的氨氮濃度僅為0.91 mg·L-1, 比理論值低0.26 mg·L-1, 氨氮溶液與反沖洗泥水混合1 d后實際的氨氮濃度僅為0.46 mg·L-1, 比理論值低0.71 mg·L-1, 而混合后亞氮和硝氮濃度均等于混合理論值, 且整個過程中均未發(fā)生變化.由此可知, 此小試中氨氮濃度的降低不是生物作用造成, 而是反沖洗泥中鐵錳氧化物對氨氮的吸附造成, S2、S3和S5階段的氮素損失或是氨氮被鐵錳氧化物吸附造成.

表 2 反沖洗泥吸附實驗

　　2.2 不同鐵錳濃度時氨氮去除途徑

　　進水鐵錳濃度與氮素損失量的變化情況如圖 4, 下文將分別討論不同進水亞鐵及進水錳濃度時氮素損失的途徑.

圖 4 進水鐵錳濃度與氮素損失量的變化

　　2.2.1 不同亞鐵濃度時氨氮去除途徑

　　從圖 4可知, 當進水錳濃度約為0.6 mg·L-1, 調(diào)節(jié)進水亞鐵濃度會影響氮素去除途徑, 當平均進水亞鐵濃度≤6 mg·L-1沒有氮素損失, 而平均進水亞鐵濃度≥8 mg·L-1時有氮素損失, 且平均進水亞鐵濃度分別為14和19 mg·L-1時氮素損失相當.為探究氮素損失途徑, 以第100 d時為例分析沿程“三氮”、鐵錳及DO.圖 5(a)為第100 d時沿程三氮變化, 從中可知, 進水總氮濃度為2.19 mg·L-1, 出水總氮濃度為1.22 mg·L-1, 出水總氮遠小于進水總氮, 氮素損失量為0.97 mg·L-1. 20 cm處總氮濃度為1.22 mg·L-1與出水總氮濃度相等, 相較于進水總氮, 其氮素損失量同為0.97 mg·L-1, 在40 cm處總氮濃度亦為1.22 mg·L-1與20 cm處相等, 由此可知, 當進水亞鐵濃度為11.05 mg·L-1時, 氮素損失發(fā)生在濾層前20 cm, 之后的濾層未有氮素損失, 氮素損失量為0.97 mg·L-1.為明晰此范圍內(nèi)氮素損失途徑, 下文將分析第100 d時沿程鐵錳及DO.

圖 5 第100 d時各物質(zhì)的沿程變化

　　由圖 5(b)及表 3可知, 經(jīng)20 cm濾層時鐵錳消耗的DO分別為1.58 mg·L-1和0.008 7 mg·L-1, 此范圍兩者消耗的DO共為1.588 7 mg·L-1.進水經(jīng)前20 cm消耗的DO為4.47 mg·L-1, 故前20 cm約有2.88 mg·L-1的DO參與氨氮去除.同由表 3可知, 硝氮在前20 cm產(chǎn)生量為0.63 mg·L-1, 假設(shè)在此產(chǎn)生的硝氮全是氨氮經(jīng)硝化產(chǎn)生, 而單位質(zhì)量濃度的氨氮經(jīng)硝化所需DO為4.57 mg·L-1, 故其所需DO為2.879 mg·L-1, 與上述參與氨氮去除的DO相當.故分析可知, 前20 cm生成的硝氮全由硝化產(chǎn)生.由圖 5可知, 20~200 cm(出水)的亞鐵、錳、DO、氨氮、亞氮和硝氮變化量分別為0、0.62、2.1、0.42、0和0.42 mg·L-1, 假設(shè)此范圍硝氮經(jīng)硝化增加, 故計算可知所需DO共約為2.099 mg·L-1, 與此范圍消耗的DO相當, 且氨氮變化量與硝氮變化量相等, 故20~200 cm的0.42 mg·L-1氨氮全經(jīng)硝化去除, 由此可知, 第100 d時濾柱中共有1.05 mg·L-1氨氮經(jīng)硝化去除.此外, 從圖 5(a)可知, 進水和20 cm處氨氮濃度分別為2.02 mg·L-1和0.42 mg·L-1, 故濾層前20 cm有1.60 mg·L-1氨氮被去除, 由上可知, 在此范圍有0.63 mg·L-1氨氮參與硝化, 故前20 cm有0.97 mg·L-1的氨氮損失且未消耗DO, 與該范圍內(nèi)氮素損失相等.為明晰前20 cm氨氮去除途徑, 筆者仍以第100 d時為例進行分析.

表 3 第100 d時DO分析

　　假設(shè)此時前20 cm氨氮全經(jīng)硝化去除, 則氨氮應(yīng)全轉(zhuǎn)化為亞氮和硝氮, 濾柱中沒有氮素損失, 且ΔNH4+-N(氨氮變化量)/ΔNO3--N(硝氮變化量)理論值應(yīng)為1, 而此實驗中進水經(jīng)過20 cm濾層時ΔNH4+-N/ΔNO3--N為2.54遠高于氨氮全經(jīng)硝化的理論值, 由此推斷此范圍內(nèi)氨氮不可能僅經(jīng)硝化去除.有研究表明, 當DO一定時氨氮全程自養(yǎng)脫氮(CANON)分為兩個過程：①在生物膜外的好氧環(huán)境中, NH4+-N被好氧氨氧化菌(AOB)氧化成NO2--N;②NH4+-N和以上過程產(chǎn)生的NO2--N經(jīng)擴散作用進入到生物膜內(nèi)的缺氧環(huán)境中, 再在厭氧氨氧化菌(AnAOB)作用下, 發(fā)生反應(yīng)得到去除, 如下式所示.

　　由上式可知, 若氨氮全經(jīng)CANON去除, 則ΔNH4+-N/ΔNO3--N的理論值應(yīng)為8, 若1<ΔNH4+-N/ΔNO3--N<8且連續(xù)穩(wěn)定, 則成功啟動硝化耦合CANON工藝[18, 19].本實驗中進水經(jīng)20 cm濾層時ΔNH4+-N/ΔNO3--N為2.54, 在硝化耦合CANON工藝理論范圍內(nèi), 然而由表 3的DO分析可知, 前20 cm產(chǎn)生0.63 mg·L-1的硝氮全由硝化產(chǎn)生, 因此, 此范圍內(nèi)不存在CANON, 前20 cm損失的0.97 mg·L-1的氨氮可能經(jīng)吸附去除, 由表 1可知, 濾柱在第20 d已吸附飽和, 故忽略濾料對氨氮的吸附, 由表 2可知, 反沖洗泥中鐵錳氧化物對氨氮有較好地吸附效果, 且由第100 d時沿程分析可知, 進水中亞鐵在濾柱前20 cm去除, 故其氧化物主要在此形成, 同時氨氮也是此范圍內(nèi)損失, 損失的氨氮和形成的氧化物具有相同區(qū)間, 由此表明前20 cm損失的氨氮是經(jīng)鐵錳氧化物吸附去除, 被鐵錳氧化物吸附的氨氮在反沖洗時隨反沖洗水與鐵錳氧化物一起排出濾柱.綜上, 當進水亞鐵和錳分別為11.05和0.65 mg·L-1時, 經(jīng)鐵錳氧化物吸附的氨氮為0.97 mg·L-1, 經(jīng)硝化作用去除的氨氮為1.05 mg·L-1.

　　為明晰平均進水亞鐵濃度分別為14 mg·L-1和19 mg·L-1時氮素損失相當?shù)脑��? 以第182 d和第143 d時為例分析.兩者進水錳濃度均約為0.6 mg·L-1, 故忽略進水錳濃度對氨氮吸附的影響.由上文可知, 濾柱中氮素損失是由進水中氨氮被鐵錳氧化物吸附造成, 氮素損失量等于鐵錳氧化物吸附的氨氮量.圖 6為兩者亞鐵及總氮沿程變化, 從中可知, 第182 d和第143 d時前20 cm的氮素損失量分別為1.17 mg·L-1和1.15 mg·L-1, 兩者氮素損失相當, 氮素損失均發(fā)生在前20 cm, 且前20 cm去除的亞鐵分別為14.01 mg·L-1和13.70 mg·L-1, 此范圍去除的亞鐵相當, 而進入20 cm之后的濾層中亞鐵濃度均較低, 不能形成足夠的氧化物, 并沒有吸附氨氮, 故兩者均依靠前20 cm的氧化物對氨氮產(chǎn)生的吸附, 而此范圍形成了相當?shù)难趸��? 故吸附了相當?shù)陌钡?因此, 當平均進水亞鐵濃度分別為19 mg·L-1和14 mg·L-1時, 濾柱中氮素損失相當.

圖 6 第182 d和143 d時亞鐵及總氮的沿程變化

　　從表 4可知, 當進水錳濃度不變, 調(diào)節(jié)進水亞鐵濃度會影響濾柱中氨氮去除途徑, 平均進水亞鐵濃度≤6 mg·L-1時沒有氮素損失, 氨氮全經(jīng)硝化去除;而當平均進水亞鐵濃度≥8 mg·L-1時濾柱中進水亞鐵氧化形成的氧化物會吸附氨氮導致氮素損失, 此時氨氮經(jīng)硝化和吸附兩種途徑去除.此外, 進水氨氮濃度均遠大于鐵錳氧化物吸附的氨氮, 故各自條件下鐵錳氧化物對氨氮的吸附均已飽和, 且由吸附的氨氮隨進水亞鐵濃度的增加而增加可知, 氧化物對氨氮的吸附作用先于硝化作用.分析表 4及圖 6可知, 當平均進水亞鐵濃度分別為14 mg·L-1和19 mg·L-1時, 被氧化物吸附的氨氮相當?shù)脑�因是：�?0 cm去除的亞鐵均約為14 mg·L-1, 故此范圍形成的氧化物相當, 而進入20 cm之后的濾層中亞鐵濃度均較低, 不能形成足夠的氧化物, 并沒有吸附氨氮, 兩者均依靠前20 cm產(chǎn)生的氧化物對氨氮的吸附, 故兩者吸附的氨氮相當.

表 4 不同進水亞鐵濃度時氨氮的去除/mg·L-1

　　2.2.2 不同錳濃度時氨氮去除途徑

　　從圖 4可知, 當進水亞鐵濃度不變, 調(diào)節(jié)進水錳(0.6~2.0 mg·L-1)濃度不會明顯影響濾柱中氮素損失, 將在下文分析原因.為進一步明晰濾柱中氮素損失, 將分析第76 d時沿程.圖 7(a)為第76 d時沿程三氮變化, 從中可知, 進水總氮濃度為1.48 mg·L-1, 出水總氮濃度為1.15 mg·L-1, 出水總氮小于進水總氮, 濾柱中氮素損失量為0.33 mg·L-1, 20 cm處總氮濃度為1.15 mg·L-1與出水總氮濃度相等, 相較于進水總氮此處亦發(fā)生了氮素損失, 其氮素損失為0.33 mg·L-1, 與此時濾柱中氮素損失相等, 40 cm處總氮濃度亦為1.15 mg·L-1與20 cm處總氮相等, 由此可知, 當平均進水亞鐵約為8 mg·L-1, 進水錳濃度為1.50 mg·L-1時其氮素損失同樣發(fā)生在前20 cm, 之后的濾層中亦未有氮素損失, 其氮素損失量為0.33 mg·L-1.

圖 7 第76 d時各物質(zhì)的沿程變化

　　從圖 7(b)及表 5可知, 前20 cm濾層去除亞鐵和錳分別為7.98 mg·L-1和0.08 mg·L-1, 消耗的DO分別為1.14 mg·L-1和0.0232 mg·L-1, 故此范圍亞鐵和錳消耗的DO共為1.1632 mg·L-1, 而進水經(jīng)前20 cm消耗的DO為3.68 mg·L-1.因此前20 cm約有2.5168 mg·L-1的DO參與氨氮去除.同由表 5可知, 硝氮在前20 cm產(chǎn)生量為0.55 mg·L-1, 亦假設(shè)此范圍內(nèi)硝氮全是氨氮經(jīng)硝化產(chǎn)生, 則經(jīng)硝化生成0.55 mg·L-1的硝氮所需DO為2.514 mg·L-1, 與上述參與氨氮去除的DO相當, 故前20 cm生成的硝氮亦全由氨氮經(jīng)硝化產(chǎn)生.在20~200 cm亞鐵、錳、DO、氨氮、亞氮和硝氮變化量分別為0、1.42、2.7、0.50、0和0.50 mg·L-1.假設(shè)此范圍硝氮經(jīng)硝化作用增加, 故計算可知所需DO共約為2.697 mg·L-1, 與此范圍消耗的DO相當, 且氨氮變化量與硝氮變化量相等, 故20~200 cm氨氮全經(jīng)硝化去除.由圖 7(a)可知, 在前20 cm有0.88 mg·L-1的氨氮被去除, 且由上可知, 在此范圍內(nèi)有0.55 mg·L-1的氨氮參與硝化, 故前20 cm有0.33 mg·L-1的氨氮損失且未消耗DO, 與該范圍內(nèi)的氮素損失量相等.亦設(shè)此范圍內(nèi)氨氮全經(jīng)硝化去除, 則氨氮應(yīng)全轉(zhuǎn)化為亞氮和硝氮, 濾柱中沒有氮素損失, 且ΔNH4+-N/ΔNO3--N的理論值應(yīng)為1, 而此實驗中進水經(jīng)前20 cm濾層時ΔNH4+-N/ΔNO3--N為1.6明顯高于氨氮全經(jīng)硝化時的理論值, 故此時氨氮亦不可能僅通過硝化作用去除.具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

表 5 第76 d時DO分析

　　此時ΔNH4+-N/ΔNO3--N在硝化耦合CANON工藝理論范圍內(nèi), 但根據(jù)表 5的DO分析可知, 前20 cm產(chǎn)生的0.55 mg·L-1硝氮全由硝化產(chǎn)生, 故此范圍亦不存在CANON過程, 前20 cm損失的0.33 mg·L-1的氨氮同樣可能經(jīng)吸附去除.亦由表 1可知, 濾料在第20 d已吸附飽和, 此后忽略濾料對氨氮的吸附, 同樣由表 2可知, 反沖洗泥中鐵錳氧化物對氨氮有較好的吸附效果, 且由第76 d時沿程分析可知, 進水中亞鐵亦在前20 cm去除, 因此氧化物主要在此范圍形成, 同時氨氮也是前20 cm損失, 故損失的氨氮和形成的氧化物亦有相同區(qū)間.由此進一步表明濾層前20 cm損失的氨氮是經(jīng)鐵錳氧化物吸附去除.故當進水亞鐵和錳濃度分別為7.98和1.50 mg·L-1時, 經(jīng)鐵錳氧化物吸附去除的氨氮為0.33 mg·L-1, 而經(jīng)硝化作用去除的氨氮為1.05 mg·L-1.綜上可得表 6.

表 6 不同進水錳濃度時氨氮的去除

　　為明晰進水錳濃度對氨氮吸附影響不明顯的原因, 筆者將對第52 d和第88 d的沿程鐵錳及總氮進行分析.圖 8為第52 d和第88 d時沿程鐵錳及總氮變化, 從中可知, 進水亞鐵濃度分別為8.06mg·L-1和8.10 mg·L-1, 且兩者都是在前20 cm去除, 故忽略進水亞鐵濃度對氨氮去除的影響, 氮素損失均僅發(fā)生在前20 cm, 且氮素損失量分別為0.34 mg·L-1和0.35 mg·L-1, 兩者并未有明顯差異.兩者氮素損失相當原因可由其錳沿程變化曲線說明：兩者進水錳濃度分別為0.62 mg·L-1和2.02 mg·L-1, 20 cm處錳濃度分別為0.59 mg·L-1和1.94 mg·L-1, 故前20 cm去除的錳分別為0.03 mg·L-1和0.08 mg·L-1, 雖然兩者進水錳濃度差別較大, 但前20 cm去除的錳均較少, 因此前20 cm形成的錳氧化物相當, 進水錳濃度對此范圍內(nèi)氮素損失影響不明顯.造成前20 cm去除錳較低的原因是錳氧化還原電位高于亞鐵, 導致錳去除滯后于亞鐵、錳與亞鐵的高效去除區(qū)存在分級, 因此前20 cm去除的錳較低, 錳主要在20 cm后的濾層中去除, 然而20 cm后氨氮已痕量, 錳氧化物并沒有吸附氨氮, 故進水錳濃度(0.6~2.0 mg·L-1)沒有明顯影響氨氮去除途徑.

圖 8 第52 d和88 d時沿程鐵錳及總氮變化

　　綜上2.2.1和2.2.2節(jié)可知, 本實驗未發(fā)現(xiàn)CANON過程, 而蔡言安[22]在未接種AnAOB時發(fā)現(xiàn)其工藝中存在CANON.為明晰本實驗不存在CANON的原因, 對兩者進行了對比：本實驗平均進水和出水DO分別為10.37 mg·L-1和4.43 mg·L-1, 濾速為2 m·h-1;而蔡言安等人的實驗進水DO為5~8 mg·L-1, 假設(shè)其水中氨氮僅經(jīng)硝化作用去除則其理論耗氧量約為4.89~8.19 mg·L-1, 故DO嚴重不足, 且其濾速為5 m·h-1.由對比可知, 本實驗DO遠高于蔡言安等人實驗DO, 而高DO能增加硝化細菌對DO網(wǎng)捕效率, 且單位氨氮氧分壓增加, 不利于CANON實現(xiàn);此外本實驗濾速遠低于文獻[22]的實驗濾速, 低濾速時濾柱對DO亦有較好的網(wǎng)捕效率, 且降低濾速使低溫硝化耦合CANON工藝中CANON作用減弱, 硝化作用增強.故本實驗濾速及DO均利于硝化作用, 從圖 5和圖 7可知, 濾層中均未有亞氮積累, 20 cm處氨氮低于0.5 mg·L-1, DO大于6 mg·L-1, 出水DO約為4 mg·L-1.此范圍氨氮濃度很低而DO充足, 故上述原因可能導致本實驗未發(fā)生CANON.

　　3 結(jié)論

　　(1) 在低溫(5~6℃)、含鐵錳氨[Fe(Ⅱ) 0~19.26 mg·L-1、Mn(Ⅱ) 0.52~2.05 mg·L-1和NH4+-N 0.37~2.59 mg·L-1]地下水凈化工藝中, 鐵錳濃度會影響氨氮去除途徑.

　　(2) 在此工藝中保持進水錳濃度不變, 調(diào)節(jié)進水亞鐵升至一定濃度時濾層中亞鐵氧化形成的氧化物會吸附氨氮, 導致氨氮通過吸附和硝化兩種作用去除, 且吸附作用先于硝化作用.

　　(3) 在此工藝中保持進水亞鐵濃度不變, 調(diào)節(jié)進水錳濃度沒有明顯影響氨氮的去除途徑.(來源：環(huán)境科學 作者：張杰)