趙　麗

(重慶市環(huán)境科學(xué)研究院，重慶 401147)

“三氮”在地下水-包氣帶中的遷移轉(zhuǎn)化及原位修復(fù)技術(shù)研究概述

趙麗

(重慶市環(huán)境科學(xué)研究院，重慶 401147)

[摘要]地下水“三氮”(硝酸鹽氮、亞硝酸鹽氮、氨氮)污染已成普遍之勢(shì)，吸引了國(guó)內(nèi)外學(xué)者的廣泛關(guān)注，取得了大量的科研成果。在已有研究的基礎(chǔ)上，梳理了“三氮”在地下水-包氣帶中的遷移轉(zhuǎn)化機(jī)理，概述了影響“三氮”遷移轉(zhuǎn)化的主要因素及研究成果，分析了PRB原位修復(fù)技術(shù)的研究現(xiàn)狀，提出了現(xiàn)有研究存在的問(wèn)題及改進(jìn)方向。

[關(guān)鍵詞]“三氮”；遷移轉(zhuǎn)化；原位修復(fù)技術(shù)

自二十世紀(jì)七十年代起，世界各國(guó)陸續(xù)報(bào)道了不同程度的地下水氮污染現(xiàn)象[1-3]，使地下水氮污染問(wèn)題躍然紙上，成為一個(gè)全球性的環(huán)境熱點(diǎn)問(wèn)題，引發(fā)了廣泛的關(guān)注。在地下水環(huán)境中，氮主要以硝酸鹽氮(NO3--N)、亞硝酸鹽氮(NO2--N)和氨氮(NH4+-N)三種離子態(tài)化合物存在(以下簡(jiǎn)稱(chēng)“三氮”)。水中的NO3--N和NO2--N可導(dǎo)致變性血紅蛋白增高，喪失輸氧能力，嚴(yán)重者可致死，對(duì)人、畜，尤其對(duì)嬰兒、胎兒，存在顯著的健康威脅[4]。另外，NO3--N 和NO2--N能在各種含氮有機(jī)化合物作用下，形成穩(wěn)定的、致癌和致突變性的亞硝基胺，誘發(fā)消化系統(tǒng)疾病。

圖1　氮在地下水環(huán)境中的循環(huán)示意圖

鑒于氮化合物的危害性及氮污染的普遍性，人們對(duì)地下水“三氮”污染的關(guān)注度逐日攀升，許多學(xué)者致力于地下水中氮污染物的去除機(jī)理和方法研究，其中“三氮”在地下水-包氣帶中的遷移轉(zhuǎn)化機(jī)理和規(guī)律是氮污染去除的關(guān)鍵所在，是學(xué)者們研究的焦點(diǎn)和熱點(diǎn)[5-7]，獲取了大量的研究成果。

1“三氮”遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程及機(jī)理

“三氮”在地下水環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化機(jī)理研究已較為成熟[8-11]，氮循環(huán)轉(zhuǎn)化過(guò)程在學(xué)術(shù)界也已達(dá)成了共識(shí)。氮在地下水-包氣帶系統(tǒng)中的轉(zhuǎn)化是一個(gè)復(fù)雜的過(guò)程，涉及一系列物理、生物、化學(xué)反應(yīng)過(guò)程，核心過(guò)程為：有機(jī)氮的礦化過(guò)程、硝化過(guò)程、反硝化過(guò)程、同化作用、銨吸附作用等，循環(huán)過(guò)程詳見(jiàn)圖1所示。

1.1礦化過(guò)程

有機(jī)氮進(jìn)入地下水環(huán)境后，在異氧菌、好氧菌、厭氧菌的參與下發(fā)生礦化反應(yīng)，轉(zhuǎn)化成氨氮，這一過(guò)程也被稱(chēng)為氨化。生物死亡后，機(jī)體被破壞，細(xì)胞壁、蛋白質(zhì)、核酸、尿酸等含氮有機(jī)物分解而釋放氨。這一步主要在地表和包氣帶中發(fā)生，是實(shí)現(xiàn)氮素在地下水中循環(huán)的重要環(huán)節(jié)。礦化作用的發(fā)生主要受制于環(huán)境中的C/N比，當(dāng)C/N大于20時(shí)有利于有機(jī)氮的礦化，可釋放部分NH4+，反之則有利于生物固氮過(guò)程發(fā)生。

1.2硝化過(guò)程

硝化過(guò)程是指有氧環(huán)境下，將氨氮氧化為硝酸鹽氮的生物過(guò)程，是氮素在包氣帶中遷移轉(zhuǎn)化的重要中間過(guò)程，能夠?yàn)榉聪趸^(guò)程提供條件。硝化過(guò)程分為兩步：第一步是NH4+在亞硝化菌的作用下轉(zhuǎn)化為NO2-，第二步是NO2-在硝化菌的作用下轉(zhuǎn)化為NO3-，轉(zhuǎn)化過(guò)程遵循公式(1)和(2)。

NH4++1.5O2→2H++H2O+NO2-

(1)

NO2-+0.5O2→NO3-

(2)

亞硝化過(guò)程實(shí)際為亞硝化細(xì)菌的產(chǎn)能代謝過(guò)程，亞硝化細(xì)菌以 NH4+作為電子供體(能源)，氧作為電子受體，在氧化還原反應(yīng)中獲得能量。已有研究表明，亞硝化過(guò)程存在中間過(guò)程，NH4+首先在氨單加氧酶的催化作用下，轉(zhuǎn)化成羥銨(NH2OH)，然后作為羥胺氧化還原酶的底物被進(jìn)一步氧化至NO2-[13,14]。硝化過(guò)程為硝酸菌的能量代謝過(guò)程，以亞硝酸根離子為電子供體，氧氣為電子受體，在亞硝酸氧化還原酶的催化下將NO2-氧化至NO3-，無(wú)明顯的中間產(chǎn)物產(chǎn)生。

1.3反硝化過(guò)程

反硝化過(guò)程是NO2-和NO3-在低氧或無(wú)氧的條件下被反硝化菌還原為氣態(tài)氮(N2、N2O)的過(guò)程，是氮在包氣帶中循環(huán)的最后環(huán)節(jié)，也是地下水中氮去除的關(guān)鍵過(guò)程[15]。反硝化過(guò)程是一個(gè)鏈?zhǔn)竭^(guò)程，存在眾多的中間過(guò)程，包括四個(gè)步驟：NO3-→NO2-→NO→N2→N2O，雖然N2是此反應(yīng)鏈的穩(wěn)定終點(diǎn)，但如果反應(yīng)條件發(fā)生改變，硝化反應(yīng)可在任何一個(gè)中間過(guò)程終止。反硝化細(xì)菌幾乎均為兼性厭氧菌，在有氧存在的條件下，利用氧氣進(jìn)行呼吸，無(wú)分子氧時(shí)，則以硝酸根或亞硝酸根作為電子受體，利用離子中的氧進(jìn)行呼吸。因此，反硝化菌在缺/厭氧環(huán)境中普遍存在(Beauchamp[16])，在營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)存在的情況下，不僅在地表和包氣帶中，在相當(dāng)深度的地下含水層中也可輕易發(fā)生反硝化反應(yīng)，已有研究表明砂質(zhì)粘土中反硝化反應(yīng)深度可以達(dá)到289 m[17]，石灰?guī)r中可以達(dá)到185 m[18]，花崗巖中可以達(dá)到450 m[19]。

1.4其他過(guò)程

除上述礦化、硝化、反硝化過(guò)程外，氮在包氣帶-地下水中的循環(huán)還涉及同化過(guò)程、吸附過(guò)程、厭氧氨氧化等過(guò)程。同化作用也稱(chēng)之為固氮作用，是指微生物或者植物將NH4+、NO3-、NO2-和氣態(tài)氮吸收轉(zhuǎn)化為有機(jī)氮的過(guò)程。銨吸附過(guò)程被發(fā)現(xiàn)在氮污染嚴(yán)重的區(qū)域普遍存在，主要是NH4+被土壤礦物表面吸附固定的過(guò)程。研究表明[20]，厭氧氨氧化過(guò)程存在于地下水環(huán)境，能夠使氨氮在厭氧條件下以NO2-為電子受體直接反應(yīng)生成氮?dú)獾倪^(guò)程，這一過(guò)程發(fā)生需要兩個(gè)條件：一是氨氮、亞硝酸鹽氮同時(shí)存在，二是缺氧環(huán)境。

2“三氮”遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律研究

當(dāng)前對(duì)“三氮”遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律的研究主要集中在定性研究方面，通過(guò)實(shí)驗(yàn)室方法研究“三氮”在地下水中的遷移、轉(zhuǎn)化規(guī)律及其影響因素。地下水中“三氮”遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律不僅與污染輸入有關(guān)，還與其水文地質(zhì)條件密切相關(guān)，研究區(qū)域的土壤巖性、土壤水分、有機(jī)質(zhì)含量、粒徑分布、透氣性、土壤 pH 值、土壤溫度等因素都在一定程度上影響著“三氮”的遷移轉(zhuǎn)化。

W.Lchoa[21]在耕作區(qū)的研究表明，土壤施用有機(jī)肥時(shí)土壤中氮硝化作用比施用無(wú)機(jī)肥要高的多，同時(shí)得出結(jié)論，豆類(lèi)種植區(qū)土壤中的硝化過(guò)程相對(duì)較為活躍。梁靜等[22]為掌握銨態(tài)氮在包氣帶中的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律，利用浸提試驗(yàn)研究不同粒徑砂土中吸附的銨態(tài)氮賦存形態(tài)，得出了砂土中銨氮的存在形態(tài)與土壤礦物組成和銨氮的初始濃度密切相關(guān)。梁秀娟等[23]通過(guò)對(duì)吉林市1988～2004 年地下水水化學(xué)資料進(jìn)行分析，認(rèn)為地下水中“三氮”的分布、隨時(shí)間變化的特點(diǎn)與其來(lái)源有極為密切的關(guān)系，地下水中“三氮”含量的增加是土壤和地表水中污染源的增加與補(bǔ)給地下水的滲流共同作用的結(jié)果，污染源類(lèi)型、地表水污染、水土流失、水文地質(zhì)條件、地下水中 Fe2+含量對(duì)“三氮”遷移轉(zhuǎn)化及其空間分布都有一定的影響。MahendraPPa[24]等發(fā)現(xiàn)，美國(guó)北部的土壤硝化作用的最適溫度為20℃和25℃，而南部的土壤則為35℃。Malhi和McGill[25]研究指出，對(duì)于加拿大Alberta的3種土壤來(lái)說(shuō)，硝化作用的最適溫度為20℃，在30℃時(shí)硝化作用完全停止，表明不同溫度帶土壤中的硝化菌對(duì)溫度的要求不同。Linn 和 Doran[26]發(fā)現(xiàn)當(dāng)土壤水飽和率為60%時(shí)厭氧微生物過(guò)程最活躍，超過(guò)80%時(shí)厭氧過(guò)程變得更為顯著，如反硝化作用。Breuer[27]等發(fā)現(xiàn)，隨著水分含量的增加總硝化速率明顯的降低，說(shuō)明硝化速率受水分含量的影響顯著。Weier[28]等研究了土壤含水孔隙率對(duì)反硝化的影響，結(jié)果表明隨WFPS數(shù)值增高土壤的反硝化速率顯著增大，當(dāng)WFPS從60%增加到90%時(shí)砂土和壤土的對(duì)照處理的反硝化速率分別增加了6倍和14倍。Smith[29]利用土壤中的碳氮比(C：N)來(lái)估算氮的總儲(chǔ)量，在遷移轉(zhuǎn)化條件相同的情況下，隨土壤顆粒中粘粒含量的增加，土層凈化容量也得到了增強(qiáng)，土壤反硝化速率增強(qiáng)。阮曉紅等[20]通過(guò)室內(nèi)土柱實(shí)驗(yàn)，研究了氮在包氣帶不同土質(zhì)層中飽水條件下遷移轉(zhuǎn)化的特征，結(jié)果表明，氮對(duì)地下水的污染因子是硝酸根，包氣帶土質(zhì)是影響氮遷移的重要因素之一，在遷移轉(zhuǎn)化環(huán)境條件相同的情況下，隨著土壤顆粒中粘粒含量的增加，土壤的凈化容量增加，其中土層的反硝化速率的增加是硝酸根去除的決定性因素。董悅安[30]等用四個(gè)土柱，模擬菜田施肥殘存量對(duì)地下水氮污染和模擬非均質(zhì)包氣帶結(jié)構(gòu)對(duì)地下水氮污染去除研究，也得到了類(lèi)似的結(jié)論。高秀花等[31]通過(guò)實(shí)驗(yàn)得出了三種不同的巖性 (粉砂、粉質(zhì)粘土、粉土) 對(duì)垃圾填埋場(chǎng)滲濾液中氨氮的吸附作用，結(jié)果顯示三種巖性對(duì)氨氮的吸附均符合 Langmuir 吸附模式，且三種巖性對(duì)氨氮的吸附能力順序?yàn)榉圪|(zhì)粘土 > 粉砂 > 粉土。

這些研究都是基于實(shí)驗(yàn)室內(nèi)的模擬研究進(jìn)行的，實(shí)際污染場(chǎng)地的野外研究相對(duì)缺乏。在這些研究中，由于實(shí)驗(yàn)方法、試驗(yàn)條件、供試土壤類(lèi)型、污染特征各不相同，得出的結(jié)論往往不同甚至相悖，在進(jìn)行成果應(yīng)用及參考時(shí)，需科學(xué)甄別適用條件及范圍。

3“三氮”污染原位去除研究

目前下水污染修復(fù)主要基于兩種途徑：一種是將受污染的地下水從受污染區(qū)域轉(zhuǎn)移到鄰近地點(diǎn)或反應(yīng)器內(nèi)，對(duì)其中的污染物進(jìn)行治理的異位修復(fù)；另一種是在污染發(fā)生的場(chǎng)地里通過(guò)工程技術(shù)方法，直接將污染物從包氣帶土層和地下水中去除，以便恢復(fù)其原來(lái)的環(huán)境功能的原位修復(fù)，這種方法較異位修復(fù)、經(jīng)濟(jì)、效果好，是地下水污染修復(fù)一種很有發(fā)展前途的修復(fù)方法[32,33]。

滲透反應(yīng)格柵(Permeable Reactive Barrier, PRB)作為一新興地下水污染修復(fù)技術(shù)，將混合介質(zhì)(在反應(yīng)格柵中可以依據(jù)實(shí)際情況填加不同的材料)以一定深度和厚度填到地下水水位以下含水層，形成多孔墻體，該墻體與地下水水流垂直，受污染的地下水流經(jīng)處理墻時(shí)經(jīng)生物降解、吸附等將污染物轉(zhuǎn)化為環(huán)境可接受的形式，從而實(shí)現(xiàn)格柵下游污染物修復(fù)目的。PRB技術(shù)因其靈活性、高效性在地下水氮污染治理領(lǐng)域受到了廣泛關(guān)注。目前，PRB修復(fù)技術(shù)的研究多集中在不同碳源、電子供體對(duì)反硝化影響方面[34,35]。Schipper 等[36]利用鋸屑作為投加碳源研究了PRB反應(yīng)墻對(duì)地下水中硝酸鹽的處理效果，結(jié)果表明反硝化速率良好，能夠達(dá)到較好的去除效果。Rocca 等[37]將零價(jià)鐵和棉花作為反應(yīng)柱填充介質(zhì)，利用自養(yǎng)/異養(yǎng)脫氮，研究了零價(jià)鐵和棉花為PRB反應(yīng)墻介質(zhì)去除地下水硝酸鹽的可行性，研究結(jié)果表明，該系統(tǒng)對(duì)硝酸鹽有較好的去除效果，鐵的存在大大增加了硝酸鹽氮的去除速率。Paul 等[38]通過(guò)室內(nèi)短期和長(zhǎng)期柱狀試驗(yàn)，以及現(xiàn)場(chǎng)中試試驗(yàn)對(duì) Fe0還原硝酸鹽的效果進(jìn)行了研究，室內(nèi)短期柱狀試驗(yàn)僅運(yùn)行了3 h，氨氮的轉(zhuǎn)化率約為 70%，室內(nèi)長(zhǎng)期柱狀試驗(yàn)運(yùn)行了40 d，結(jié)果表明運(yùn)行過(guò)程中硝酸鹽的去除率在 10%～85%之間，氨氮的轉(zhuǎn)化率約為 20%，而現(xiàn)場(chǎng)中試試驗(yàn)結(jié)果表明，平均 95%的進(jìn)水硝酸鹽被去除，隨著運(yùn)行時(shí)間的延長(zhǎng)氨氮的轉(zhuǎn)化率大大降低，總氮濃度顯著減少，SEM 和 EDX 分析表明，柱上有鐵和鈣沉淀，沉淀導(dǎo)致介質(zhì)固結(jié)和滲透性降低。Choe 等[39]研究了在無(wú)氧條件下用1～100 nm 的細(xì)粒Fe0去除水中硝酸鹽氮，在不控制 pH 條件下，硝酸鹽氮在 30 min內(nèi)幾乎全部轉(zhuǎn)化N2，且無(wú)副產(chǎn)物氨氮產(chǎn)生，但是鐵太細(xì)容易造成堵塞。周玲[40]以100～200 目鐵粉為還原劑，靜態(tài)研究 pH 值、硝酸鹽氮初始濃度、溶解氧、鐵粉表面預(yù)處理及鐵與硝酸鹽氮的質(zhì)量比等因素的影響，結(jié)果表明，溶液的初始 pH值對(duì)硝酸鹽氮的去除影響很大，pH>4時(shí)，鐵粉幾乎不與水中硝酸鹽氮進(jìn)行反應(yīng)，對(duì)鐵粉經(jīng)過(guò)表面處理后在同一時(shí)刻內(nèi)對(duì)硝酸鹽氮的去除率提高1倍多，同時(shí)得出鐵與硝酸鹽氮的最佳質(zhì)量比為 200:1。在歐美國(guó)家， PRB已經(jīng)成功用于地下水硝酸鹽及其它污染物的原位修復(fù)[41]。在我國(guó)，侯國(guó)華等[42]將PRB技術(shù)在傍河區(qū)地下水氨氮污染方面進(jìn)行了成功示范，處理效果良好，并突破了PRB技術(shù)應(yīng)用不超過(guò)30 m的極限。

4存在問(wèn)題及建議

雖然國(guó)內(nèi)外學(xué)者在“三氮”遷移轉(zhuǎn)化方面開(kāi)展了大量的研究，但依然存在一些問(wèn)題。首先，缺乏以地下水-包氣帶為整體的貫穿性研究，目前的研究往往單獨(dú)以地下水或者包氣帶為研究對(duì)象，割裂了地下水與包氣帶的整體性；其次，缺乏深層地下水中“三氮”遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律的研究，目前研究的主要關(guān)注點(diǎn)為淺層地下水，而深層地下水鮮有涉及，國(guó)內(nèi)相關(guān)的研究尤為稀缺；第三，地下水污染修復(fù)技術(shù)的工程應(yīng)用相對(duì)匱乏，雖然國(guó)內(nèi)已有PRB應(yīng)用的成功先例，但基于水文地質(zhì)條件的限制，目前地下水修復(fù)技術(shù)的應(yīng)用大多停留在實(shí)驗(yàn)室試驗(yàn)階段，難以為地下水污染修復(fù)提供工程依據(jù)。

參考文獻(xiàn)

[1] Burden, R.J., 1982. Nitrate contamination in New Zealand aquifers: a review. N.Z. J. Sci. 25 (3), 205-220.

[2]Spalding, R.F., Exner, M.E., 1993. Occurrence of nitrate in groundwater: a review. J. Environ. Qual. 22, 392-402.

[3]Beeson, S., Cook, M.C., 2004. Nitrate in groundwater: a water company perspective. Q. J.Eng. Geol. Hydrogeol. 37 (4), 261-270.

[4]Mengis M., Schiff S. L., Harris M., et al. Multiple geochemical and isotopic approaches for assessing ground water NO3- elimination in riparian zone[J]. Ground water, 1999, 37( 3) : 448-459.

[5]Stewart G. Cameron, Louis A. Schipper. Nitrate removal and hydraulic performance of organic carbon for use in denitrification beds, Ecological Engineering, 2010,36:1588-1595.

[6]Hiscock K. M., Lloyd J. W., Lerner D. N. Review of natural and artificial denitrification of groundwater [J]. Water Research. 1991,25(9):1099-1111.

[7]羅澤嬌,靳孟貴.地下水三氮污染的研究進(jìn)展[J].水文地質(zhì)工程地質(zhì).2002,4:65-69.

[8]Katou, H., Clothier, B.E., Green, S.R., 1996. Anion transport involving competitive adsorption during transient water flow in an Andisol. Soil Sci. Soc. Am. J. 60 (5), 1368-1375.

[9]Clay, D.E., Zheng, Z., Liu, Z., Clay, S.A., Trooien, T.P., 2004.Bromide and nitrate movement through undisturbed soil columns. J. Environ. Qual. 33 (1), 338-342.

[10]Korom, S.F., 1992. Natural denitrification in the saturated zone:a review. Water Resour. Res. 28 (6), 1657-1668.

[11]Burden, R.J., 1982. Nitrate contamination in New Zealand aquifers: a review. N.Z. J. Sci. 25 (3), 205-220.

[12]Rivetta M.O., Buss S.R., Morgan P., et al. Bemment. Nitrate attenuation in groundwater: A review of biogeochemical controlling processes[J]. Water Research, 2008 (42): 4215-4232.

[13]Hollocher T C,Tate M E, Nicholas D J D. Oxidation of ammonia by Nitrosomonas europaea.Definitive 18O-tracer evidence that hydroxylamine formation involves a monooxygenase[J].J. Biol. Chem,1981,256: 10834-10836.

[14]Allison SM, Prosser JI, Allison SM, et al. Ammonia oxidation and energy transduction in the nitrifying bacteria[J]. Soil Biology & Biochemistry, 1993, 25(93):935-941.

[15]Knowles, R. Denitrification[J]. Microbiological reviews. 1982,46 (1):43-70.

[16]Beauchamp, E.G., Trevors, J.T., Paul, J.W. Carbon sources for bacterial denitrification [J]. Adv. Soil Sci. 1989,10:113-142.

[17]Francis, A.J., Slater, J.M., Dodge, C.J. Denitrification in deep sub-surface sediments [J]. Geomicrobiol. J. 1989,7 (1-2):103-116.

[18]Morris, J.T., Whiting, G.J., Chapelle, F.H. Potential denitrification rates in deep sediments from the Southeastern Coastal Plain[J]. Environ. Sci. Technol. 1988,22 (7), 832-836.

[19]Neilsen, M.E., Fisk, M.R., Istok, J.D., Pedersen, K. Microbial nitrate respiration of lactate at in situ conditions in groundwater from a granitic aquifer situated 450 m underground[J]. Geobiology, 2006,4 (1):43-52.

[20]阮曉紅,王超,等.氮在飽和土壤層中遷移轉(zhuǎn)化特征研究[J]. 河海大學(xué)學(xué)報(bào).1996,24(2):51-55.

[21]Chao W.L. Choa C.C. Nitorgen transformation in torpical soil: influence of fertilization and crop species[J].Agariculture ecosystems and environment,1997,27:11-17.

[22]梁靜,陳鴻漢,徐基勝，等.砂土中銨氮的吸附形態(tài)研究[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué).2011,39 (3): 1705-1761.

[23]梁秀娟.吉林西部洋沙泡水庫(kù)水土環(huán)境中氟的遷移轉(zhuǎn)化機(jī)理研究[D].吉林大學(xué).2008.

[24]Mahendrappa M. L., Smith R. L., Christlansen A.T. Nitrifying organisms affected by climatic region in western United States[J].Soil Sci. Am.Proc,1966,30:60-62.

[25]Malhi S.S., McGill W.B. Nitrification in three Alberta soils: effect of temperature, moisture and substrate concentration[J]. Soil Biology and Biochemistry, 1982,14:393-399.

[26]Linn G.M., Doran J.W..Impact of pre-existing soleplate on retention of imported chloride and nitrate in variable charge soil profiles[J].Geoderma,2004, 123(3-4):205-218.

[27]Breuer L., Kiese R., Bahl K.B. Temperature and moisture effects on nitrification rates in tropical rain-forest soils[J]. Soil Sci. Soc. Am. J.,2002,66:834-844.

[28]Weier K.L., MseRae I.C. Myers R.J.K. Denitrification in a clay soil under pasture and annual crop: estimation of potential losses using intact soil cores[J]. Soil Biology and Biochemistry, 1993,25:991-997.

[29]Smith J.W.. Ammonification and nitrification of N as influenced by soil pH and precious N treatments[J].Soil Sci.Ametr.Proc,2001,37:67-69.

[30]董悅安,沈照理,鐘佐.農(nóng)田區(qū)地下水氮污染和氮轉(zhuǎn)化的實(shí)驗(yàn)研究[J].北京師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版).2001,37(2):199-204.

[31]高秀花,陳鴻漢,李海明,等.不同巖性對(duì)氨氮吸附影響的實(shí)驗(yàn)研究[J].環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展.2006,5:55-57.

[32]Rocca C., Della V., Belgiorno S.M. Overview of in-situ applicable nitrate removal processes [J].Desalination, 2007, 204:46-62.

[33]Phillips D. H., Nooten T. V., Bastiaens L., et al. Ten year performance evaluation of a field-scale zero-valentiron permeable reactive barrier installed to remediate trichloroethene contaminated groundwater. Environmental Science & Technology, 2001, 44(10):3861-3869.

[34]Hwang Y. H., Kim D. G., Shin H. S. Mechanism study of nitrate reduction by nano zero valent iron [J].Journal of Hazardous Materials, 2011, 185(2-3):1513-1521.

[35]Fewtrell L. Drinking-water nitrate, methemoglobinemia and global burden of disease: a discussion [J].Environmental Health Perspectives, 2004, 112 (14):1371-1374.

[36]Schipper L A, Barkle G F, Vojvodic-Vukovic M. Maximum rates of nitrate removal in a denitrification wall[J]. Journal of Environmental Quality, 2005, 34(4): 1270-1276.

[37]Rocca C. D., Belgiorno V., Meri? S. Heterotrophic/autotrophic denitrification (HAD) of drinking water: prospective use for permeable reactive barrier[J]. Desalination,2007,210:194-204.

[38]Paul W. James,J. Nitrate removal in zero-valent iron packed columns[J]. Water Research,2003,37:1818-1830.

[39]Choe S., Chang Y.Y., Hwang K.Y., et al. Kinetics of reductive denitrification by nanoscale zero-valent iron[J]. Chemosphere,2000,41:1307-1311.

[40]周玲,李鐵龍,全化民，等. 還原鐵粉去除地下水中硝酸鹽氮的研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào).2006,25(2):368-372.

[41]許可. 地下水中三氮污染物研究綜述與展望[J]. 工程勘察.2012(8):32-35.

[42]Hou G, Liu F, Liu M, et al. Performance of a permeable reactive barrier for in situ removal of ammonium in groundwater[J]. Water Science & Technology Water Supply, 2014, 14(4):585-591.

[收稿日期]2016-01-08

[基金項(xiàng)目]環(huán)保重大專(zhuān)項(xiàng)全國(guó)地下水基礎(chǔ)環(huán)境狀況調(diào)查評(píng)估(N0.2110302)

[作者簡(jiǎn)介]趙麗(1981-)，女，新疆博樂(lè)人，工程師，主要從事水資源保護(hù)工作。

[中圖分類(lèi)號(hào)]X523

[文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼]A

[文章編號(hào)]1004-1184(2016)03-0024-03