从1913年Lohis开始对氮的迁移转化进行系统研究以来，到目前为止，人们对氮污染和氮转化的研究已经有九十年的历史，期间经历了从定性阶段到定量阶段的发展历程。定性研究阶段通过模拟研究，主要侧重于机理方面的研究，国外的代表人物有Lohis J.C.Lance，A.Mercado，V.Janda，M.I.Soares等，国内的代表人物有钟佐燊、朱兆良、李良谟、区自清等。定量研究阶段主要侧重于各种氮化合物相互转化的量之间的关系研究，以公式或数学模型来描述，代表人物有Kinzelbach，W.Schafer，J.Grossmann，B.Merkel、王秉忱、孙讷正、林学钰等。研究深度不断加深，如C.M.Cho，Q.Zhou和倪吾钟等研究了有溶解O2存在条件下NO3—N的反硝化作用（Cho，1982；Zhou et al.，1983；倪吾钟等，2000），赵林等（1999，2001）通过向包气带中注入人工培植的高效脱氮菌对生物除氮的影响因素及变化规律进行了探讨。最近研究发现，在厌氧反应器中氨可直接作为电子供体进行反硝化作用，称为厌氧氨氧化（anaerobic ammonium oxidation，anammox），许多学者对此进行了研究（Mulder et al.，1995；Roberson et al.，1990；Book et al.，1995；Fre itag et al.，1987；Abeliovich et al.，1992）。现将的各种氧化途径及反应自由能总结如下（表2-19）。
表2-19的氧化途径及反应自由能表
由表2-18可知，一般生活污水中，氮主要以有机氮和氨氮的形式存在，其中有机氮占总氮的37%～41%，氨氮占总氮的59%～63%，亚硝酸氮和硝酸氮含量很少。我国七大水系：长江、珠江、黄河、松花江、辽河、淮河和海河的氨氮普遍严重超标，其中长江和淮河还存在亚硝酸盐污染。室内试验中由于为了探讨排污河中重金属对地下水的影响，加入了硝酸铅，致使试验进水中硝酸氮含量增加。本次试验主要研究了硝酸氮、氨氮和总氮的迁移转化规律，下面依次分阶段进行讨论。
（一）NO3—N的迁移转化
由本章第二节的数据可知，从NO3—N出水浓度和进水浓度的比较来看，三柱都经历了相同的变化过程，即经过了下面三个阶段：出水浓度大于进水浓度，出水浓度略小于进水浓度和出水浓度远小于进水浓度。如柱1第1～20d出水浓度大于进水，第21～43d出水浓度略小于进水，第44～225d出水浓度比进水浓度小1～5倍。柱2和柱3，在第1～11d出水浓度大于进水，第12～48d柱2的出水浓度比进水浓度小1～3倍，柱3的出水浓度比进水浓度小1～4倍，第49～216d柱2和柱3的出水浓度比进水浓度小几倍、几十倍到上百倍不等。从三柱出水NO3—N的去除率来看，柱1在31d、柱2在22d和柱3在15d以前，三柱出水的NO3—N去除率为负值，以后去除率逐渐升高，柱1去除率大多在70%以上，柱2和柱3多在75%以上。
第一阶段 NO3—N出水浓度大于进水浓度，去除率为负值。该阶段主要发生在试验初期，由于土柱未被堵塞，污水流速较快，随污水带入柱内少量溶解氧，发生了硝化作用，部分氨氮转化成了NO3—N，同时也不排除原来存在于砂土中的少量NO3—N随污水被带了出来。
硝化作用是指NH4—N在自养型微生物的作用下被氧化为NO3—N的过程。反应分两步进行。第一步是NH4—N通过亚硝化菌转化为NO2—N，第二步是NO2—N通过硝化菌转化为NO3—N，即
河流渗滤系统污染去除机理研究
参与硝化作用的微生物主要为亚硝化毛杆菌属、亚硝化球菌属以及硝化杆菌属，统称为硝化菌。硝化菌的增长与水中NH4—N、溶解氧（DO）以及碳源的浓度有关，但是，一般情况下，碳源不足以成为硝化菌增长的限制因素。因此，硝化菌的增长仅与NH4—N和DO的浓度有关，增长速率符合双重Monod模式，即
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式中：μ为硝化菌的比增长速率，（1/d）；μmax为硝化菌的最大比增长速率，（1/d）；SN为NH4—N浓度，mg/L；SO为溶解氧浓度，mg/L；KN为氨氮饱和常数，mg/L；KO为溶解氧饱和常数，mg/L。
影响硝化作用的因素主要包括溶解氧、温度、pH、基质浓度以及毒物等。硝化作用的温度范围为5～50℃，最佳温度为30～35℃。Eh＞250～300mV产生硝化作用（沈照理等，1993）。在该阶段三柱NO3—N的出水浓度分别为：11.0～55.2mg/L、20.0～23.0mg/L和4.0～16.5mg/L，可以看出，柱1＞柱2＞柱3。本试验中在其他影响因素相同的条件下，影响硝化作用的主要因素应是随污水进入土柱内部的溶解氧的量。在该阶段污水通过土柱的流量和渗流速度分别为：柱1在第1～31d的流量为313～567mL/h，流速为0.426～0.770m/d；柱2在第1～22d的流量为62～114mL/h，流速为0.084～0.173m/d；柱3在第15d的流量为46～120mL/h，流速为0.063～0.163m/d，污水流经柱1的流量和渗流速度均大于柱2和柱3，可以有更多的氧随污水进入柱1。另一方面，从渗透介质的性质来看，柱1为粗砂，粗颗粒物质含量大，细颗粒物质含量小，不均匀系数小，介质内部颗粒之间的空隙连通性要好于柱2和柱3，为氧进入土柱创造了较为畅通的通道，所以柱1的硝化作用要强于柱2和柱3。该阶段历时非常短暂，如柱1为20d，柱2和柱3仅为11d。硝化作用时间的长短主要取决于排污河的水质以及河床下部渗透介质的性质等因素。
第二阶段 NO3—N出水浓度略小于进水浓度，出水的去除率开始由负值转变为正值，但去除率数值不大。由于污染物不断随污水被带到土柱内，污染物质的截留、吸附和沉淀等作用使土柱内越来越多的空隙被堵塞，随污水进入介质内的溶解氧越来越少，介质内部由好氧环境逐步向微氧或厌氧环境过渡和转变，硝化作用越来越弱，反硝化作用开始产生。该阶段历时也很短，如柱1为22d，柱2和柱3为36d。
第三阶段 NO3—N的出水浓度远小于进水浓度，出水去除率较第二阶段增大很多。随着渗流时间的延长，土柱内部的堵塞更加严重，能进入柱内的氧变得更少，介质内部基本上成为微氧或厌氧环境，此时NO3—N主要通过反硝化作用去除。该阶段历时很长，柱1为181d，柱2和柱3为167d。
反硝化作用是指NO3—N通过微生物还原为气态氮（N2、N2O）的过程。参与该过程的微生物通常是异养型细菌，其细胞合成所需的能量主要来自于有机碳，适用于厌氧环境。反应式如下：
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上式可分解为下列三个主要反应：
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如果碳源为葡萄糖（C6H12O6），则反硝化作用可表示如下：
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因此，在反硝化过程中，和有机物两者均作为反硝化菌的基质被同时利用，其反应动力学可用双重Monod模式描述，即
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式中：vDN为反硝化速率，（mgNO3—N/mgVSS·h）；k为最大反硝化速率，（mgNO3—N/mgVSS·h）；k1为有机物的米氏常数，mg/L；k2为NO3—N的米氏常数，mg/L；S1为有机物（BOD5）浓度，mg/L；S2为NO3—N浓度，mg/L。
影响反硝化作用的因素主要有有机碳源的种类和浓度、硝酸盐浓度、溶解氧、温度、pH以及毒物。反硝化作用的温度范围为3～85℃，最佳温度为35～65℃；Eh＜250～300mV产生反硝化作用，一些学者认为，反硝化的主要产物是N2O；只有pH＞7时，N2O 可迅速还原为N2，pH ＜6时，这个反应受强烈抑制（沈照理等，1993）。
综上所述，由于硝化作用非常短暂，它只对排污河形成早期河床下部渗透介质中NO3—N的去除起到一定的作用，NO3—N最主要还是通过反硝化作用去除。
（二）氨氮的迁移转化
三柱氨氮的迁移转化也经历了三个阶段，其中柱2和柱3由于介质性质比较接近，变化规律相似，现分开讨论。
柱1经历了这样三个阶段：第17d以前，出水浓度小于进水浓度，并且出水浓度随时间逐渐增大，第17d时氨氮基本产生穿透；第18～140d，出水浓度仍然小于进水浓度，但进出水浓度非常接近，去除率大多小于10%；第141～225d，出水浓度大于进水浓度。第一阶段，氨氮的吸附作用和硝化作用同时发生，这两种作用对于出水氨氮浓度的变化起着相反的作用，从开始吸附到逐渐达到吸附饱和，出水氨氮浓度应是逐渐增加的，而硝化作用应使氨氮浓度减小，所以，本阶段主要是氨氮达到吸附饱和产生穿透的过程，该过程中也会伴随硝化作用，但硝化作用不对氨氮浓度变化起主导作用；第二阶段，由前面NO3—N的迁移转化规律分析可知，渗流第1～20d主要发生硝化作用，第21～43d由硝化作用向反硝化作用过渡，所以在本阶段的前期，会有微弱的硝化作用发生，后期可能还会有少量的吸附作用存在，造成本阶段的氨氮去除率很低；第三阶段，氨氮达到吸附饱和产生解吸，故氨氮出水浓度大于进水浓度。
柱2和柱3经历的三个阶段为：柱2在第1～106d，柱3在第1～96d，出水浓度很小，比进水降低了10多倍；柱2在第107～141d，柱3在第97～131d，出水浓度比进水分别降低了1～2倍和2～3倍；柱2在第142～216d，柱3在第132～216d，出水浓度比进水浓度有所升高，但升高幅度不大。第一阶段，由于柱2和柱3为中砂，黏粒物质含量大（见表2-4），吸附作用显著，再加上本阶段前期的硝化作用，故出水的氨氮浓度很小，去除率很高（＞90%）；第二阶段，随着渗流时间的延长，氨氮吸附渐趋饱和，所以柱2和柱3出水的氨氮浓度开始回升，直至在第131d和第141d分别达到吸附饱和产生穿透；第三阶段，同样是发生了氨氮的解吸。
随水向下运动过程中，可能被渗透介质吸附在其表面上，属于阳离子吸附（交换），是可逆的。土壤中的吸附容量与土中的CEC及水中的AAR（氨吸附比）有关。AAR的数学表达式如下：
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其中，、Ca2+和Mg2+为水中相应离子的浓度，meq/L。
AAR和EAR（交换性氨比）的关系遵循下列回归方程：
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式中：EAR为交换性氨比，无量纲；为土中的交换性氨，meq/100 g；CEC为阳离子交换容量，meq/100g。变换式（2-15）可得
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作者对三柱氨氮的吸附进行了计算。通过测试得知，生活污水中的 Ca2+、Mg2+和的平均浓度分别为：1.955 meq/L、1.475 meq/L和3.51 meq/L，代入式（2-13）求得水的氨吸附比AAR为4.597，再代入式（2-14）得到交换性氨比EAR为0.519，然后由式（2-16）可求出土中的交换性氨乘以土柱的装土量求得土柱的氨吸附容量，最后可以由土柱的氨吸附容量除以污水中的浓度，反求出当土柱达到吸附饱和时输入的总水量，计算结果列于表2-20。从表2-20可以看出：柱2 和柱3 由于污水渗流速度比较慢，水力停留时间较长，所以氨的吸附反应进行比较彻底，达到吸附饱和时输入水量的计算值和实测值相差不大，而柱1则由于渗透介质为粗砂，污水流速快，在试验初期氨的吸附反应进行不充分，所以输入水量的计算值和实测值相差很大。每一种介质都有一定的吸附容量，当达到吸附饱和时，吸附作用对氮的去除很快就会失效，前面的试验结果也证实了这一点，当氨产生穿透以后发生了氨的解吸现象。可见，不管是粗砂还是中砂，氨氮很容易在其中迁移，对地下水构成威胁，只是由于粗砂粒径大，不均匀系数小，污水通过粗砂时渗透流速快，氨氮能够更迅速地进入地下水，而在中砂中，氨氮需要足够的时间，待其达到吸附饱和后同样也能进入地下水，对地下水造成污染。
表2-20 氨的吸附计算表
（三）总氮的迁移转化
总氮的迁移转化规律实际上是氨氮和NO3—N迁移转化规律的综合反映，是吸附作用、硝化作用和反硝化作用共同作用的结果和体现。由于上面已经对氨氮和NO3—N的迁移转化进行了深入探讨，故这里不再对总氮进行过多赘述。
对于一般都有着十几年到几十年纳污历史的排污河来说，吸附作用是非常短暂的，氮去除的最主要机制还应是在微生物作用下的硝化和反硝化作用。室内试验表明，仅在排污河形成初期由于河床下部渗透介质未被污染物质堵塞，渗透性能较好，O2可随污水进入渗透介质内，发生了硝化作用，很快地渗透介质内部变成微氧或厌氧环境，并且排污河形成的时间越长，在河床底部形成的底泥厚度越大，河床下部渗透介质内部的厌氧程度越高。排污河水在下渗过程中氮的去除主要依靠反硝化作用，这是排污河氮转化的最主要的特点。