生物活性炭工藝的除錳效能及作用機制

馮昌龍，劉 成，李聰聰，蘭 童，許展鵬，陳 衛

(河海大學環境學院，江蘇南京 210098)

自來水中的錳含量過高不僅會致使管道結垢、用戶端“紅水”現象，還會引起一系列的神經及呼吸系統疾病[1]。我國《生活飲用水衛生標準》(GB 5749—2022)明確規定錳質量濃度限值為0.1 mg/L。地下水除錳研究和工程應用較多，涉及到的除錳方法主要包括化學氧化、吸附、離子交換、膜過濾、催化氧化和生物氧化等[2-5]，其中生物氧化和催化氧化在目前工程應用中最普遍，且以除錳濾池為主要的應用方式。濾料的種類是影響除錳效果的關鍵因素，主要有石英砂、錳砂等傳統濾料，及聚乙烯球、煤粉球等新型濾料[6-7]。而前者處理效能有限，后者制備復雜、成本高。近年來以水庫為典型代表的地表水源水出現了Mn(Ⅱ)周期性超標的現象[8]，一般采用“投加氧化劑+過濾”的方式來處理，存在處理成本高、運行效果穩定性差等問題。臭氧-生物活性炭(O3-BAC)工藝是水廠中廣泛應用的深度處理工藝，能實現污染物的廣譜性去除[9]。初步的研究結果表明，BAC對Mn(Ⅱ)具有一定的去除效果[10]，但缺乏BAC除錳的系統性研究，其作用機制及途徑也需進一步明確。

圖1 試驗流程及裝置示意圖Fig.1 Schematic Diagram of Test Process and Pilot Units

因此，本文利用水廠實際原水(濾池出水)，考察BAC在不同水質條件、運行參數下的除錳效能，并探討BAC上錳的轉化途徑及去除機制，進一步分析了其在應用過程中可能存在的問題及解決途徑。論文可為錳超標地表水源水的處理提供一定的參考。

1 材料與方法

1.1 進水及材料

待處理原水取自太湖流域某水廠濾后水，投加MnSO4配制相應濃度的含錳原水，具體水質如表1所示。

表1 進水水質Tab.1 Inflow Water Quality

試驗過程中使用的HCl、H2SO4、(NH4)2S2O8、KMnO4等藥品均為分析純或化學純。使用Mill-Q系統制備試驗用超純水。

1.2 試驗裝置及流程

如圖1所示，裝置由內徑為40 mm、高度為1.5 m的PVC柱搭建。BAC填料采用新的顆粒活性炭(GAC)，粒徑為8～30目，填充深度為1.2 m。濾柱自下而上每間隔0.3 m設有取樣口，底部填充0.1 m粒徑為1～3 mm的石英砂作為支撐墊層。

1.3 試驗方法

裝置采用下向流方式運行，利用蠕動泵將濾后水和MnSO4母液(5 g/L)按比例泵入進水管道(錳質量濃度控制在0.60、1.20、1.80、2.50 mg/L)，經充分混合后流進BAC柱。反洗周期設定為10 d，反沖程序為“氣沖2 min-氣水聯合反沖4 min-水沖6 min”。其中氣沖強度為10 L/(s·m2)，水沖強度為5 L/(s·m2)。濾速設置在6～15 m/h，每個工況條件連續運行90 d，期間每2 d取水樣測定Mn(Ⅱ)濃度，每隔5 d收集BAC樣品，測定相應指標。

圖2 不同進水Mn(Ⅱ)濃度下BAC工藝的出水水質及Mn(Ⅱ)去除率 (濾速為12 m/h)Fig.2 Treated Water Quality and Mn(Ⅱ) Removal Rate of BAC Process under Different Inflow Mn(Ⅱ) Concentrations (Filtration Rate Was 12 m/h)

1.4 測定及分析方法

Mn(Ⅱ)濃度測定：取樣后3 h內使用過硫酸銨-分光光度法測定。

BAC顆粒的吸附及氧化能力測定：使用氮氣吸附法測定總孔容積，2,2’-聯氮-雙(3-乙基苯并噻唑啉-6-磺酸)(ABTS)顯色法測定漆酶(MCOs)活性[11]。

BAC顆粒上的錳形態測定：針對BAC樣品，使用“四步連續提取”及“亮柏藍染色法”對不同存在方式的錳提取測定，實現單位質量BAC上“自由態、吸附態、生物態和氧化態”的錳脫附及定量[12]。

BAC顆粒上的錳氧化物(MnOx)：利用掃描電子顯微鏡-能譜分析(SEM-EDS，S4800，Hitachi)對其表面形貌和元素分布進行了表征。

微生物群落和Mn(Ⅱ)氧化基因的豐度：高通量測序技術(16S rRNA基因擴增和宏基因組測序)。樣本的宏基因組數據與自定義Mn(Ⅱ)氧化基因數據庫對齊，以獲得每個目標基因的豐度。SOAPaligner軟件用于量化每個樣本中Mn(Ⅱ)氧化基因的豐度。基因豐度的計算方法如式(1)。

(1)

其中:RPKMi——每千堿基每百萬次映射讀取的讀取數；

Ri、∑Rj和Li——映射到給定單基因的讀取數、映射到所有單基因的讀取數和給定單基因的總長度。

2 結果

2.1 BAC工藝的除錳效能

除錳濾池的效能一般會受到進水水質、濾速等因素的影響[5]，因此，考察了BAC工藝在不同進水Mn(Ⅱ)濃度及濾速下的除錳效能，結果如下。

2.1.1 不同進水Mn(Ⅱ)濃度下的除錳效能

考察了不同進水Mn(Ⅱ)濃度下BAC的除錳效果，結果如圖2所示。

BAC工藝的啟動期與進水中Mn(Ⅱ)含量直接相關，較高的進水Mn(Ⅱ)含量會導致啟動時間明顯延長，進水Mn(Ⅱ)質量濃度為2.50 mg/L時的啟動期達到22 d，但相較于錳砂濾池60～100 d的啟動期[1]短很多，并可省略回流、降低濾速等針對性操作。穩定運行期間，BAC工藝對質量濃度為0.60～1.80 mg/L的Mn(Ⅱ)的去除率穩定在95.00%以上，出水中Mn(Ⅱ)含量降低至0.09 mg/L以下。在2.50 mg/L的高Mn(Ⅱ)質量濃度下，BAC工藝仍能保持90.00%以上的去除率。這與已有的針對錳砂濾池除錳的研究結果有一定差別(進水Mn(Ⅱ)質量濃度超過1.80 mg/L時，去除率小于80%[5])。這是由于BAC表面的微生物豐度高、種群豐富，對高Mn(Ⅱ)環境有更好的適應性，還能實現Mn(Ⅱ)的協同氧化[13]。

圖1還可以看出，反沖洗后，Mn(Ⅱ)去除率均有一定程度的下降，并在1～2 d后恢復。原因可能在于反沖洗會沖刷掉BAC上附著的部分錳氧化細菌(MnOB)。隨著運行時間延長，反沖洗對除錳效果產生的負面影響逐步減弱。

2.1.2 不同濾速下的除錳效能

考察了不同濾速下BAC的除錳效果，結果如圖3所示。

隨著濾速增加，BAC工藝的啟動時間變長，除錳效能減弱。濾速由6 m/h增至12 m/h時，啟動時間由9 d增至11 d，但穩定運行期間Mn(Ⅱ)的平均去除率仍高達96.33%。由于材料特性限制，大多數單級錳砂濾池的運行流速在6～8 m/h[5]。濾速提高時，濾料與水中Mn(Ⅱ)的接觸、反應時間更加短暫。反應時間、溫度等條件一定時，微生物將Mn(Ⅱ)氧化為Mn(Ⅳ)的速率理論上是非生物氧化的10～106倍，且更加徹底[14]。因此，BAC工藝能在濾速12 m/h下運行，很大程度上是由于其粗糙的表面有利于生物附著，豐富的孔隙、溝壑能在水流沖擊時為微生物提供保護，保障了生物Mn(Ⅱ)氧化的活躍發生。這也意味著相同處理負荷下，BAC工藝比錳砂濾池占地面積更小，建設和運行成本更低。然而，濾速過大時，水流的剪切作用會破壞BAC濾層的穩定性，影響MnOB的定殖。試驗表明，濾速增至15 m/h時，BAC工藝的出水水質明顯變差。故此后的研究、應用宜將濾速控制在15 m/h以內。

圖3 不同濾速下BAC工藝的出水水質及Mn(Ⅱ)去除率 [進水Mn(Ⅱ)質量濃度為1.20 mg/L]Fig.3 Treated Water Quality and Mn(Ⅱ) Removal Rate of BAC Process under Different Filtering Rates [Inflow Mn(Ⅱ) Mass Concentration Was 1.20 mg/L]

2.2 BAC除錳機制探討

傳統錳砂濾池中，MnOx催化氧化和MnOB生物氧化在除錳過程中的主導地位仍存在爭議。BAC的材料特性及生物賦存能力與砂質濾料存在差異，其除錳機制需要進一步探討。

2.2.1 錳歸趨及MnOx特征

為了明確錳在BAC工藝內的歸趨，對BAC上的殘余態、吸附態及生物態的錳含量及其轉化情況進行了測定，結果如圖4所示。

圖4 BAC工藝中錳的歸趨轉化 [進水Mn(Ⅱ)質量濃度為1.2 mg/L，濾速為12 m/h]Fig.4 Preservation and Conversion of Manganese in BAC Process [Inflow Mn(Ⅱ) Mass Concentration Was 1.2 mg/L, Filtration Rate Was 12 m/h]

啟動期的錳主要以吸附態和自由態存在，兩者第5 d達到最高值，與2.1小節中出水Mn(Ⅱ)峰值的出現時間接近，表明BAC出現了吸附飽和現象。而此時氧化態與生物態的錳含量小于12%，MnOB的氧化作用很弱，無法及時釋放吸附位點。運行第5～15 d，隨著氧化錳和生物錳占比由12%增至62%，BAC上的錳賦存總量增加，出水Mn(Ⅱ)含量降低。這表明MnOx和MnOB在除錳過程中發揮了積極作用。穩定運行期間，BAC能夠賦存110～120 mg/g的錳，較傳統砂質濾料顯著增加[15]。每隔10 d進行反沖洗，由圖4可以看出，反沖洗通過去除吸附態和生物態錳釋放41%～49%的錳容量，從而實現“高效吸附-氧化賦存-脫附更新”持續發生。

使用SEM-EDS表征BAC上的MnOx的形態特征、元素組成，以驗證錳的歸趨轉化。原始BAC表面有很多孔隙和溝壑結構[圖5 (a)]，具備良好的Mn(Ⅱ)吸附和MnOB富集潛能。第10 d的BAC樣品[圖5 (b)]上出現的疏松絮狀結構是物理化學來源的MnOx[11]，證明非生物作用在啟動階段發揮了主要作用。第50 d，MnOx轉化為帶有球型顆粒的不規則立體結構[圖5 (c)]，是生物源錳氧化物(BMO)的典型特征[16]，證明錳氧化過程中微生物的參與變多。BMO的立體結構利于BAC顆粒與Mn(Ⅱ)反應，還可為MnOB提供增殖場所，催化Mn(Ⅱ)的氧化[17]。EDS映射中，Mn元素占比由10 d的26%提升至43%，也證明了這點。

圖5 BAC表面MnOx的形態特征Fig.5 Characteristics of MnOx on the Surface of BAC

2.2.2 BAC除錳的主要途徑分析

如前所述，吸附態、氧化態和生物態的錳在BAC上共存，即非生物作用(吸附、催化氧化)和生物作用在BAC工藝中均存在。分別對兩種作用的實現途徑進行分析。

圖6 BAC上的非生物除錳過程Fig.6 Abiotic Manganese Removal Processes on BAC

如圖6所示，BAC上的非生物作用包括吸附和自然氧化[式(2)、式(3)]、催化氧化[式(4)～式(6)]。前者主要受水體pH和氧化還原電位影響，后者主要受Mn(Ⅱ)和MnOx含量影響[18]。BAC表面豐富的孔隙結構和堿性官能團(酚羥基、羰基、醌基等)有利于Mn(Ⅱ)的吸附和自然氧化，優異的MnOx持附能力加快了催化氧化反應，從而促進了濾池的啟動。然而，非生物除錳過程易受吸附位點數量和pH環境的影響，穩定性較差。2.2.1小節中錳歸趨及MnOx特征的變化也表明，隨著運行時間的增加，微生物在除錳過程中發揮的作用更加明顯。

(2)

Mn2++O2+(x+1)H2O→MnO2·xH2O+2H+

(3)

(4)

(5)

(6)

為驗證生物氧化在BAC除錳過程中的作用，考察了MnOB的優勢地位及氧化酶活性。16 S rRNA測序結果如表2所示，穩定運行期內，濾池深度為30、60、90 cm處(編號B1、B2、B3)的BAC上豐度前5的菌屬均為分枝桿菌(Bacillus)、生絲微菌、硝化螺旋菌、土微菌(Pedomicrobium)和鞘脂單胞菌，它們都已被證明是MnOB[19]。相比之下，砂質填料上的MnOB種類和相對豐度都更低[1,20]，這也造成了兩者在除錳效能上的差距。多數MnOB通過多銅氧化酶(MCOs)氧化Mn(Ⅱ)，故MCOs的豐度可以很好地衡量MnOB的氧化能力。如圖7所示，BAC池中檢測到6種MCOs(mnxG、mcoA、cumA、moxA、cueO和cotA)，它們介導了Pedomicrobium、Bacillus等MnOB的Mn(Ⅱ)氧化過程[19]。綜上，BAC上的MnOB優勢地位明顯，其多種屬共存、多途徑作用的特征保障了不同條件下BAC工藝的高效穩定除Mn(Ⅱ)。

表2 濾池不同深度BAC上的MnOB占比及其與已有研究的比較Tab.2 Proportion of MnOB on BAC under Different Depths in Filter

已有研究[18]指出，生物Mn(Ⅱ)氧化過程傳質效率高、對pH依賴性小，主導了濾池中的Mn(Ⅱ)氧化。本研究中，BAC上MnOB及MCOs的富集也證明了穩定運行期內的生物氧化發揮了重要作用，但其主導地位仍需進一步明確。

圖7 BAC上的Mn(Ⅱ)氧化基因類型及豐度Fig.7 Types and Abundance of Mn(Ⅱ) Oxidation Genes on BAC

2.2.3 穩定運行期間生物氧化主導地位的確立

使用BAC的總孔容積、MnOx含量分別代表吸附、催化氧化作用，MnOB豐度和MCOs活性代表生物氧化作用。穩定運行期內多次取樣并測定上述指標，分析它們與濾層的Mn(Ⅱ)氧化能力之間的相關性，結果如圖8所示。

圖8 BAC總孔容積、MnOx含量、MnOB豐度、MCOs活性與除Mn(Ⅱ)能力的相關性Fig.8 Correlation among Total Pore Volume,MnOx Content,MnOB Abundance,MCOs Activity and Mn(Ⅱ) Removal Capacity of BAC

可以看出，穩定運行期內BAC的Mn(Ⅱ)氧化能力與總孔容積、MnOx含量的相關性較差，即吸附和催化氧化在BAC除錳過程中發揮的作用有限。而BAC的Mn(Ⅱ)氧化能力與MnOB豐度、MCOs活性的Spearman系數分別為0.71、0.77，相關性顯著，表明穩定運行期內生物氧化在BAC除錳過程中占主導地位。

3 BAC工藝除錳存在的問題及解決途徑

地表水中的Mn(Ⅱ)含量波動大，常出現季節性超標現象。因此，進一步考察了進水Mn(Ⅱ)含量動態變化時BAC工藝的除錳效能，提出并驗證了針對性的強化途徑。

3.1 進水Mn(Ⅱ)含量變化時的除錳效能

針對季節性錳超標——“Mn(Ⅱ)濃度突然增加，持續1～2個月后消失”的水質特征，考察了BAC工藝在Mn(Ⅱ)突發時的凈化效能和Mn(Ⅱ)負荷消失后的釋錳風險，結果如圖9所示。

圖9 進水Mn(Ⅱ)含量變化時BAC工藝的除錳效能[濾速為12 m/h，階段I、Ⅲ不投加Mn(Ⅱ)；階段Ⅱ投加1.2 mg/L的Mn(Ⅱ)]Fig.9 Manganese Removal Efficiency of BAC Process as Inflow Mn(Ⅱ) Concentration Changes [Filter Rate Was 12 m/h,No Mn(Ⅱ) Dosage in Stage I and Ⅲ;Stage Ⅱ Added 1.2 mg/L Mn(Ⅱ)]

如圖9所示，進水Mn(Ⅱ)質量濃度突增至1.20 mg/L時(階段Ⅱ)，Mn(Ⅱ)去除率出現了明顯的波動，出水Mn(Ⅱ)濃度先升高后降低，最高值已接近0.10 mg/L的限值。這表明突增的Mn(Ⅱ)負荷對BAC上的敏感菌群造成了負面影響。第36 d后，出水中Mn(Ⅱ)逐漸降低，說明BAC工藝具備一定的自我調控能力。然而，如試驗所示，調控的周期長達30 d，且周期內除錳效能穩定性很差。這是由于BAC工藝的自我調控基于群落的穩態恢復以及富Mn(Ⅱ)環境對MnOB的定向篩選[21]實現，是一種緩慢的被動調控。考慮到實際應用需求，為充分保障出水水質穩定，需要進行針對性的強化。

此外，BAC對MnOx的持附能力強，Mn(Ⅱ)負荷消失后(階段Ⅲ)，出水Mn(Ⅱ)質量濃度維持在0.02 mg/L以下，基本不存在釋錳現象。

3.2 O3-BAC工藝強化除錳

深度處理中，常將O3作為BAC的前置氧化單元(即O3-BAC工藝)，以實現污染物的預氧化，提高整體工藝的去除效能。因此，考察了O3-BAC工藝在進水Mn(Ⅱ)穩定及動態變化下的除錳效能及穩定性。

如圖10(a)所示，進水Mn(Ⅱ)濃度穩定時，O3前處理能夠有效提升BAC對Mn(Ⅱ)的去除效果，將出水中的Mn(Ⅱ)質量濃度穩定控制在0.05 mg/L以下。由沿程Mn(Ⅱ)濃度變化可知，O3發揮了氧化劑作用，將25%～30%的Mn(Ⅱ)氧化為MnOx，配合后續BAC工藝，實現了Mn(Ⅱ)去除效果的提升。

圖10 BAC/O3-BAC工藝的除錳效能 (O3投加量為1.0 mg/L，接觸時間為10 min，濾速為12 m/h)Fig.10 Manganese Removal Efficiency of BAC/O3-BAC (Dosage of O3 Was 1.0 mg/L,Contact Time Was 10 min,Filtration Rate Was 12 m/h)

如圖10(b)所示，進水Mn(Ⅱ)濃度突增時，O3-BAC工藝的除錳穩定性較單獨BAC工藝有了顯著提升。一方面，O3氧化了進水中的部分Mn(Ⅱ)，降低了后續BAC工藝的處理負荷，便于其進行自我調控；另一方面，O3氧化生成的MnOx呈特殊的片層富羥基結構，具備吸附和催化氧化的能力[2]，其被BAC截留后，能夠形成“活性濾膜”，有利于MnOB的富集和傳質。此外，O3-BAC工藝除Mn(Ⅱ)時，可以根據進水Mn(Ⅱ)濃度變化調整O3工藝的啟閉及投加量，實現高效、迅速的主動調控。

3.3 原水中有機物、氨氮對BAC除Mn(Ⅱ)效能的影響

地表水水質條件易受外界環境影響，在Mn(Ⅱ)超標的同時還存在氨氮、高錳酸鹽指數(CODMn)為代表的相關有機污染，如哈爾濱、甘肅、寧夏等地區。鑒于此，考察了氨氮、CODMn對BAC除Mn(Ⅱ)效能的影響。

參考已有研究中的較不利條件，保持進水中的Mn(Ⅱ)質量濃度為1.80 mg/L，通過投加NH4Cl和腐殖酸(HA)將氨氮、CODMn的質量濃度分別調整為1.00、4.00 mg/L，考察BAC對各類污染物的去除效能，結果如圖11所示。由圖11(a)可知，進水中的氨氮、CODMn對Mn(Ⅱ)的去除有顯著影響。第6 d投加NH4Cl、HA后，Mn(Ⅱ)的去除率顯著下降，并在18 d后穩定在90.00%左右，出水質量濃度已超過0.10 mg/L的限值。如圖11(b)、圖11(c)所示，BAC對氨氮、CODMn的去除效能良好，出水滿足相應限值要求。BAC可能優先選擇性去除氨氮、CODMn。這也表明微污染原水條件下，濾池出水是否達標的決定性因素為Mn(Ⅱ)。為保障出水達標，于第20 d反沖后將濾速由12 m/h降低至6 m/h。可以看出，降低濾速后，3種污染物的去除率均有所上升，出水中Mn(Ⅱ)質量濃度逐漸穩定低于0.10 mg/L。因此，在微污染原水條件下，適當調整BAC工藝的運行流速，可以保障出水的水質穩定。

圖11 進水中同時存在Mn(Ⅱ)、氨氮、CODMn時BAC對污染物的去除效能Fig.11 Removal Efficiency of BAC on Pollutants as Mn(Ⅱ),Ammonia Nitrogen and CODMn Existing in Inflow Simultaneously

圖12 污染物在BAC工藝中的沿層去除Fig.12 Removal of Pollutants along Filter Layer in BAC Process

為探究BAC工藝對3種污染物的去除選擇性，進一步考察了它們在濾層沿程的去除情況，結果如圖12所示。由圖12(a)可知，投加NH4Cl、HA后，Mn(Ⅱ)從10 cm以下的濾層才開始去除，明顯滯后于進水中只含Mn(Ⅱ)的情況，這直接導致了出水Mn(Ⅱ)濃度的增高。圖12(b)中，氨氮的質量濃度在表層10 cm迅速降低至0.35 mg/L。這說明BAC濾層出現了功能分區，并優先降解氨氮。只有氨氮降低到一定濃度之下，Mn(Ⅱ)才能夠被去除。相比之下，CODMn則在整個濾層內逐漸降低，說明有機物可以與氨氮、Mn(Ⅱ)同步去除。這與張建林等[22]得出的結論類似。這是由于Mn(Ⅱ)和發生氧化還原的電位值要求較高(>400 mV)，而氨氮只需要200～400 mV，兩者共存時氨氧化微生物更易形成優勢地位。因此，BAC池的除Mn(Ⅱ)效能受氨氮影響很大，應用中需密切關注進水中氨氮的濃度。

4 結論

本文建立了小試規模的下向流BAC池，并連續運行了90 d。通過測定BAC工藝在不同條件下的處理效能，明確該過程中Mn(Ⅱ)賦存、轉化特征及途徑，得出以下結論。

(1)BAC工藝具有良好的除錳效能，其除錳效果與進水Mn(Ⅱ)濃度、運行流速密切相關，BAC工藝在進水Mn(Ⅱ)質量濃度為0.60～1.80 mg/L、流速不超過12 m/h時均能自然掛膜，高效除Mn(Ⅱ)，對Mn(Ⅱ)超標水源水具有廣泛適用性，且占地面積小，建設和運行成本低。

(2)啟動期，錳主要存在于吸附和自由態，以疏松絮狀的MnOx附著在BAC上；穩定運行期，錳主要存在于氧化和生物態，以不規則立體網狀的BMO附著在BAC上。反沖洗通過去除吸附態和生物態錳，釋放41%～49%的錳容量，保障除Mn(Ⅱ)過程的持續發生。

(3)BAC工藝的除錳途徑包括吸附、催化氧化及生物氧化。BAC良好的吸附效能及豐富的表面官能團有利于Mn(Ⅱ)和MnOx附著，加快了催化氧化反應，縮短了濾池的啟動時間。穩定運行期內，BAC上的除錳過程由生物氧化主導，其表面存在的5種MnOB和6種MCOs保障了不同條件下除錳過程的高效、穩定。

(4)Mn(Ⅱ)負荷消失后，BAC工藝基本不存在釋錳風險，但其在進水Mn(Ⅱ)濃度突增時存在適應周期長(30 d)、除錳效能有一定波動的問題。試驗表明，使用前置O3氧化強化BAC(即O3-BAC)除錳工藝，不僅能夠在進水Mn(Ⅱ)濃度穩定時有效提升Mn(Ⅱ)的去除效果，將出水中的Mn(Ⅱ)質量濃度穩定控制在0.05 mg/L以下；還能在進水Mn(Ⅱ)濃度突增時實現高效、迅速的主動調控，增強整體工藝的除錳穩定性。

(5)原水的氨氮、有機物會對BAC工藝的除Mn(Ⅱ)效能產生一定的影響。微污染原水條件下，濾池出水是否達標的決定性因素仍為Mn(Ⅱ)。此條件下，適當降低濾速可以保障出水的水質穩定。氨氮的氧化順序較Mn(Ⅱ)更加靠前，對Mn(Ⅱ)的氧化影響很大，應用過程中需密切關注進水中氨氮的濃度，防止Mn(Ⅱ)穿透濾層。