地下水氮循環(huán)與砷遷移轉(zhuǎn)化耦合的研究現(xiàn)狀和趨勢

郭華明，高志鵬，修 偉

（1.中國地質(zhì)大學(xué)（北京）地下水循環(huán)與環(huán)境演化教育部重點實驗室/水資源與環(huán)境學(xué)院,北京100083；2.中國地質(zhì)大學(xué)（北京）科學(xué)研究院,北京 100083）

天然高砷地下水（＞10 μg/L）在全球范圍內(nèi)廣泛分布，粗略估計有近1～2 億人直接或間接受到高砷地下水毒害，其中約94%的人口分布在亞洲[1]。中國是世界上高砷地下水分布最廣的國家之一[2-3]，在柴達(dá)木盆地、準(zhǔn)格爾盆地[4]、貴德盆地[5]、銀川平原[6-7]、河套平原[8-11]、呼和浩特盆地[12]、大同盆地[13-14]、松嫩平原[15]、江漢平原[16]、珠江三角洲[17-18]等地區(qū)均有分布，粗略估計受威脅人數(shù)達(dá)到1 960 萬[19]。長期飲用高砷地下水會引起皮膚角質(zhì)化、皮膚及多種內(nèi)臟器官癌變等疾病[20]，因此高砷地下水形成機(jī)理研究是國內(nèi)外持續(xù)關(guān)注的主要環(huán)境地質(zhì)問題[21-22]。

地下水中銨氮和砷的共存是一個普遍現(xiàn)象[27-31]。高砷地下水主要分布在地勢平坦、地下水流滯緩、富含有機(jī)質(zhì)的內(nèi)陸盆地與河流三角洲地區(qū)[10,21]，這些沉積平原同樣有利于銨氮在地下水中的富集。以世界上高砷地下水影響最嚴(yán)重的地區(qū)—孟加拉盆地為例，其淺層含水層中接近一半（44%；n=2 988）的管井砷濃度大于10 μg/L，這些地下水濃度平均值也大于2 mg/L[32]。在柬埔寨的湄公河三角洲，超過半數(shù)的地下水樣品（n=207）濃度大于2 mg/L，超半數(shù)地下水的砷濃度大于50 μg/L[33]。對河套盆地近300 組地下水樣品統(tǒng)計分析發(fā)現(xiàn)，河套盆地57%的地下水樣品濃度大于0.5 mg/L，35%的地下水樣品砷濃度大于10 μg/L[34]。由于氮和砷均為氧化還原敏感元素，二者共存的情況下必然會發(fā)生一系列的氧化還原反應(yīng)，從而對砷的遷移轉(zhuǎn)化過程造成一系列影響。

本文在調(diào)研國內(nèi)外相關(guān)文獻(xiàn)的基礎(chǔ)上，結(jié)合筆者的研究經(jīng)驗，對地下水氮循環(huán)過程及影響因素、地下水氮循環(huán)功能微生物及特征、地下水砷富集的水文地球化學(xué)過程、不同氮循環(huán)過程對砷遷移轉(zhuǎn)化的影響等進(jìn)行系統(tǒng)分析和總結(jié)，并提出了地下水氮循環(huán)與砷遷移轉(zhuǎn)化耦合研究的發(fā)展趨勢。

1 國內(nèi)外研究現(xiàn)狀

1.1 地下水氮循環(huán)過程及影響因素

地下水中氮循環(huán)是含水層中重要的生物地球化學(xué)過程[35]，涉及到的過程主要包括有機(jī)物（有機(jī)氮）礦化、硝化作用、反硝化作用、異化還原產(chǎn)（DNRA）、厭氧銨氧化（Anammox）、鐵銨氧化（Feammox）、吸附等。在氧化條件下，有機(jī)物（有機(jī)氮）礦化生成，并進(jìn)一步通過硝化作用氧化為

[36]。在還原條件下，則通過反硝化作用生成乃至N2

[37]，特定條件下也可以通過異化還原產(chǎn)（DNRA）的方式被還原[38]。的反硝化作用通常發(fā)生在DOC 含量或活性較低的地下水中，而在DOC/摩爾比較高的地下水中DNRA 則更易發(fā)生[39]。在厭氧銨氧化菌存在的情況下，由反硝化作用產(chǎn)生的與發(fā)生Anammox[40]。然而，鐵還原菌則可以介導(dǎo)Feammox 過程的發(fā)生[41]。

15N 示蹤的沉積物室內(nèi)培養(yǎng)實驗、15N 野外示蹤劑（如15和15）實驗、氮穩(wěn)定同位素（δ15N-NO3、δ18O-NO3、δ15N-NH4）是研究地下水氮循環(huán)過程的三種最主要的方法[25,42]。使用15N 示蹤的沉積物室內(nèi)培養(yǎng)實驗計算反硝化作用、DNRA、Feammox、Anammox 等過程的反應(yīng)速率，通常是設(shè)置不同的對照實驗組，其中實驗組A 不加15和15，實驗組B 加入15，實驗組C加入15；實驗B 與實驗A 中生成的30N2之差通常來自Feammox 過程；實驗C 與實驗A 中生成的30N2、29N2、15NH4之差分別來自反硝化作用、Anammox 和DNRA 過程[42]。15N 野外示蹤劑實驗則是將15NH4[43]或15NO2[44]注入含水層中，據(jù)此研究含水層中氮的循環(huán)過程。使用氮穩(wěn)定同位素則主要是基于不同的氮同位素分餾模式來甄別可能發(fā)生的氮循環(huán)過程，如有機(jī)氮的礦化作用通常不會造成明顯的氮同位素分餾；硝化作用、Feammox、Anammox 會使得δ15N-NH4升高；DNRA 和的吸附作用則降低δ15N-NH4；反硝化作用和DNRA 會導(dǎo)致δ15N-NO3升高；硝化作用則會降低δ15N-NO3（圖1）。

圖1 氮素（有機(jī)氮、、、）循環(huán)的生物地球化學(xué)過程及其同位素分餾模式Fig.1 Biogeochemical process and isotopic fractionation of nitrogen (organic nitrogen,,,) cycling

基于15N 示蹤的沉積物室內(nèi)培養(yǎng)和野外示蹤實驗，已有較多的研究驗證了自然界生態(tài)系統(tǒng)中DNRA、Anammox、Feammox 等過程的存在[41,45-46]。這些過程對表層生態(tài)系統(tǒng)氮循環(huán)的貢獻(xiàn)是不容忽視的（圖2）。國內(nèi)外學(xué)者研究海洋沉積物、河口沉積物、稻田土壤等系統(tǒng)中的氮循環(huán)過程時發(fā)現(xiàn)，DNRA 對還原的貢獻(xiàn)最高可達(dá)100%[47]。在河岸帶系統(tǒng)中，F(xiàn)eammox的占比則可超過80%[48]。此外，河口沉積物中DNRA的速率可達(dá)反硝化作用的3 倍以上[49]。盡管反硝化作用是地下水中還原的主要路徑[25]，近期的研究表明，地下水系統(tǒng)中也存在Anammox 過程。Wang 等[50]通過高通量測序的方法研究了全球尺度含水層中Anammox 細(xì)菌的含量，指出Anammox 過程對或還原的貢獻(xiàn)可達(dá)80%；Smith 等[44]基于15野外示蹤實驗計算得到美國Cape Cod 含水層中Anammox對N2生成的貢獻(xiàn)可高達(dá)90%。然而，目前尚無地下水DNRA、Feammox 過程的直接證據(jù)。很少有研究利用和氮同位素特征為地下水Anammox[43]、Feammox、DNRA[38]等過程的發(fā)生提供直接的野外證據(jù)。

圖2 不同系統(tǒng)中（a）DNRA 對還原的貢獻(xiàn)、（b）Anammox 對N2 生成的貢獻(xiàn)和（c）Feammox 對N2 生成的貢獻(xiàn)（數(shù)據(jù)來源于文獻(xiàn) [41,45,47-48,50-51]）Fig.2 (a) Proportion of -reduction via the DNRA pathway,(b) proportion of N2 production via the Anammox pathway and (c) proportion of N2 production via the Feammox pathway in varied ecosystems

根據(jù)培養(yǎng)實驗，自養(yǎng)型DNRA 的速率與溶解態(tài)Fe(II)濃度呈明顯的正相關(guān)，而反硝化作用速率則與Fe(II)濃度呈負(fù)相關(guān)[56]。此外，稻田土壤的培養(yǎng)實驗表明，F(xiàn)eammox 速率與土壤中活性鐵氧化物的含量成正相關(guān)，活性鐵氧化物（如水鐵礦）含量越高，F(xiàn)eammox 速率也越高[45]。

1.2 地下水氮循環(huán)功能微生物及特征

1.2.1 硝化微生物

1.2.2 反硝化微生物

1.2.3 厭氧銨氧化微生物

厭氧銨氧化(anaerobic ammonium oxidation,Anammox)菌為自養(yǎng)型細(xì)菌，可在厭氧或缺氧條件下以亞硝酸鹽為電子受體，氧化銨轉(zhuǎn)化成氮氣的過程。已發(fā)現(xiàn)的厭氧銨氧化菌均屬于Planctomycetales 目的Anammoxaceae 科，共6 個屬，分別為Candidatus Brocadia屬、Candidatus Kuenenia屬、Candidatus Anammoxoglobus屬、CandidatusJettenia屬、Candidatus Anammoximicrobium moscowii屬及Candidatus Scalindua屬。其中浮霉?fàn)罹康腃andidatus Brocadia屬和Candidatus Jettenia屬的細(xì)菌已在地下水微生物群落中被發(fā)現(xiàn)[68-69]，但目前并沒有地下水中分離的相關(guān)純菌培養(yǎng)的報道。

1.2.4 異化硝酸鹽還原微生物

1.2.5 鐵銨氧化微生物

鐵銨氧化微生物即厭氧條件下，以Fe(III)作為電子受體，作為電子供體，將氧化為N2、或的微生物。目前，對于鐵銨氧化菌的研究方法主要有培養(yǎng)分離法和分子生物法，如16S rRNA 高通量測序、宏基因組技術(shù)等。有研究表明，Geobacteraceae 科和Shewanella屬的細(xì)菌不僅參與鐵還原過程，可能還直接參與了銨的氧化過程，其鐵銨氧化速率與Geobacteraceae科和Shewanella屬細(xì)菌的豐度有顯著的相關(guān)性[51]。然而，目前只有一種純培養(yǎng)鐵銨氧化微生物，即Acidimicrobiaceaesp.A6[75]。Acidimicrobiaceaesp.A6 的分離和鑒定，從微生物的角度為鐵銨氧化過程的研究提供了基礎(chǔ)，具有十分重大的意義。地下水中鐵銨氧化過程也被認(rèn)為是影響砷遷移的關(guān)鍵過程之一，但是目前關(guān)于地下水系統(tǒng)中純培養(yǎng)的鐵銨氧化微生物未見報道。

1.3 地下水砷富集的水文地球化學(xué)過程

地下水砷的富集主要由以下三個過程主導(dǎo)：硫化物的氧化、鐵氧化物的還原性溶解和砷的解吸[10]。其中，后兩個過程被認(rèn)為是還原性含水層中高砷地下水的主要成因[76-77]。

鐵氧化物是含水系統(tǒng)中砷的主要載體，含水層中的砷一般以強吸附態(tài)、弱吸附態(tài)或者結(jié)合態(tài)的形式在鐵氧化物礦物表面賦存[78]。在適當(dāng)?shù)乃牡厍蚧瘜W(xué)條件下，特別是有機(jī)物作為電子供體時，含水介質(zhì)中鐵氧化物會發(fā)生還原性溶解，并釋放出表面吸附或結(jié)合的砷，使砷在地下水中富集[77,79]。在此過程中，有機(jī)物的活性是一個非常重要的因素。如果有機(jī)物的生物活性強、易被微生物利用，鐵氧化物的還原和砷的釋放就更容易發(fā)生[80]。此外，鐵氧化物礦物相和結(jié)晶度也是影響鐵氧化物礦物還原的決定因素。一般來說，結(jié)晶度越好，鐵氧化物礦物越穩(wěn)定，越不易被還原。研究表明，相對于赤鐵礦和針鐵礦，水鐵礦在高砷地下水環(huán)境中更易發(fā)生還原性溶解，并釋放出其表面吸附的砷[81]。再者，微生物在這個過程中也能起到催化作用，特別是鐵還原菌，這些微生物能介導(dǎo)鐵氧化物還原和有機(jī)物氧化過程，大大提高該氧化還原反應(yīng)的速率[68,82]。

砷的解吸被認(rèn)為是干旱-半干旱還原性含水層中高砷地下水形成的另一個重要過程。該過程一般發(fā)生在高pH、高HCO-3、高DOC 的地下水中。在高pH環(huán)境中，特別是pH 高于固體的pHzpc時，固體表面帶負(fù)電荷，不利于帶負(fù)電的砷絡(luò)陰離子的吸附；高濃度的HCO-3與吸附在固體表面的砷之間產(chǎn)生競爭吸附，結(jié)果是HCO-3被吸附，而砷釋放出來，脫離固體表面[83-84]；在一定的情況下，DOC（特別是類腐殖酸組分）和砷也能形成競爭吸附[85]。此外，吸附態(tài)五價砷還原為三價砷時，也能發(fā)生砷的解吸過程[81]。主要原因是，在地下水的pH 范圍內(nèi)（7.0～8.5），三價砷不帶電荷，而五價砷帶負(fù)電，因而三價砷更不易被吸附，從而解吸出來進(jìn)入地下水中[10]。

1.4 地下水氮循環(huán)過程對砷遷移轉(zhuǎn)化的影響

氮的循環(huán)過程主要是通過參與鐵氧化物-溶解態(tài)Fe(II)之間的動態(tài)轉(zhuǎn)化而對地下水中砷的富集過程造成影響（圖3）。在這些氮循環(huán)過程中，有機(jī)氮礦化[80]、鐵銨氧化[86-87]、異養(yǎng)型反硝化作用[29]、異養(yǎng)型DNRA[87]等過程可能有利于地下水中砷的富集，而硝化作用、自養(yǎng)型反硝化作用、自養(yǎng)型DNRA 不僅將Fe(II)氧化為鐵氧化物吸附砷，而且抑制鐵氧化物的還原性溶解，通常會降低地下水中的砷濃度。

圖3 氮循環(huán)參與下地下水砷富集機(jī)制示意圖Fig.3 Schematic diagram of arsenic enrichment mechanism in groundwater under the involvement of nitrogen cycling

1.4.1 硝化過程

硝化過程主要發(fā)生在有氧含水層中，在硝化細(xì)菌的作用下地下水中的被氧氣氧化為。因此，以硝化作用為主的地下水中的氮主要以為主。該環(huán)境中，硝化作用產(chǎn)生的能抑制含砷鐵氧化物的異化還原，且含水層中的砷主要以As(V)的形態(tài)存在，因此地下水中的砷濃度通常較低[29,87-88]。

1.4.2 反硝化過程

反硝化過程主要發(fā)生在厭氧條件下，在反硝化細(xì)菌的作用下地下水中的按照→→NO→N2O→N2的順序發(fā)生還原。根據(jù)其反應(yīng)類型不同，反硝化過程對地下水砷濃度的影響也不同。自養(yǎng)反硝化細(xì)菌可以利用地下水中的無機(jī)還原性物質(zhì)（如Fe(II)、Mn(II)、H2S 等）使發(fā)生反硝化作用。在這個過程中Fe(II)會被氧化為鐵氧化物，促進(jìn)地下水中砷的吸附，從而降低地下水中的砷濃度[28,89]。正因如此，有學(xué)者長期致力于研究氧化Fe(II)為穩(wěn)定的磁鐵礦來去除地下水中的砷[90]。異養(yǎng)型反硝化過程則主要是由含水層中的有機(jī)物降解促進(jìn)的，其對地下水中砷濃度的影響根據(jù)反應(yīng)所處的階段也有所差異。當(dāng)反硝化過程處于初始狀態(tài)時，地下水中的濃度較高，不利于含水層中含砷鐵氧化物的還原性溶解，因此地下水中的砷濃度也通常較低[91]；當(dāng)反硝化過程處于后期，地下水中的濃度較低（通常低于0.5 mg/L），即可發(fā)生鐵氧化物的還原[92]，在這種情況下地下水中的砷濃度較高。

在地表水-地下水水位季節(jié)性波動帶，可能同時發(fā)生自養(yǎng)型反硝化作用及初始態(tài)的異養(yǎng)型反硝化作用。在此區(qū)域，富含的地表水季節(jié)性補給相鄰淺層地下水時，會打破含水層原有的氧化還原平衡狀態(tài)，發(fā)生氧化Fe(II)的反應(yīng)，亦即自養(yǎng)型反硝化作用，從而降低地下水中的砷濃度[93]。對于無外界物質(zhì)輸入的深層含水層，在地下水徑流方向上會形成自上而下的O2、、鐵氧化物、SO24

-還原的氧化還原分帶。在還原區(qū)，濃度沿地下水徑流方向逐漸降低，δ15N-NO3值則逐漸升高，地下水砷濃度也逐漸升高。因此，基于δ15N-NO3同位素指示的反硝化過程有利于揭示高砷地下水的形成過程[29,87]。

1.4.3 鐵銨氧化過程

鐵銨氧化過程通常發(fā)生在還原性含水層中，含水層中的鐵氧化物在微生物（如鐵還原菌）作用下被地下水中的還原。在這個過程中，吸附在鐵氧化物表面的砷會隨之釋放，從而形成高砷地下水[86-87]。由于鐵銨氧化過程伴隨著的消耗和Fe(II)的釋放，濃度降低、Fe(II)濃度升高、δ15N-NH4值升高是識別地下水中鐵銨氧化過程的重要指標(biāo)[87]。

由于鐵銨氧化過程在陸生生態(tài)系統(tǒng)的氮循環(huán)過程中起著重要作用（圖2），國內(nèi)外對該系統(tǒng)中的鐵銨氧化研究較多[41,45,48,51,94]，然而其在鐵循環(huán)乃至高砷地下水形成過程中的作用仍未有系統(tǒng)研究。前人基于熱帶森林土壤[41]、水稻田土壤[45]、海岸帶沉積物[51]、湖泊沉積物[94]、河流沉積物[48]的培養(yǎng)實驗發(fā)現(xiàn)，鐵銨氧化過程的速率可達(dá)0.17～0.59 mg N/(kg·d)。根據(jù)每反應(yīng)1 mol N 消耗3～6 mol 鐵氧化物的比例計算[41]，鐵銨氧化過程中鐵氧化物還原的速率為0.03～0.24 mmol/(kg·d)；按照沉積物中鐵氧化物的As/Fe（摩爾比）為1.2 mmol/mol[95]、孔隙度0.3 及顆粒密度2.65 g/cm3計算，鐵銨氧化過程中砷的釋放速率可達(dá)0.22～1.8 μmol/(L·d)。這個速率與有機(jī)物降解驅(qū)動下河床沉積物釋放砷的速率接近（0.1～1.0 μmol/(L·d)）[96-98]，且明顯大于含水層沉積物中砷的釋放速率[83]。盡管上述計算過程不是證明鐵銨氧化過程具有較大釋砷能力的直接證據(jù)，但也間接指出了鐵銨氧化過程在高砷地下水形成中的作用不容忽視。

1.4.4 厭氧銨氧化過程

2 存在的科學(xué)問題及發(fā)展趨勢

綜上所述，結(jié)合作者在該領(lǐng)域的研究經(jīng)驗，提出幾條與地下水氮循環(huán)-砷遷移轉(zhuǎn)化耦合有關(guān)的重要科學(xué)問題。

（1）精確甄別不同氧化還原環(huán)境的含水層中氮循環(huán)過程、相對重要程度及其影響因素是探究地下水氮循環(huán)與砷遷移轉(zhuǎn)化耦合的必要條件。相關(guān)的科學(xué)問題包括：如何區(qū)分含水層中的反硝化作用、DNRA、Anammox、Feammox 等氮循環(huán)過程；不同氧化還原環(huán)境的含水層中氮遷移轉(zhuǎn)化的關(guān)鍵路徑是什么；它們的主控微觀（微生物群落特征、有機(jī)物分子特征）和宏觀環(huán)境因子（DOC/摩爾比、pH、溫度、HCO-3、PO34-、沉積物鐵氧化物形態(tài)和含量、沉積物有機(jī)碳/氮活性及含量等）是什么；這些過程在不同氧化還原環(huán)境的含水層中隨水文地質(zhì)條件如何演化等。

（2）Fe(III)-Fe(II)的循環(huán)體系是地下水氮循環(huán)與砷遷移轉(zhuǎn)化耦合的中間橋梁。相關(guān)的科學(xué)問題包括：在不同氧化還原環(huán)境中多種共存的氮循環(huán)過程如何影響含水層中Fe(III)-Fe(II)的動態(tài)轉(zhuǎn)化；Feammox還原鐵氧化物釋放砷的動力學(xué)機(jī)制是什么，對含水層中鐵循環(huán)的影響如何；有機(jī)物礦化和Feammox 過程導(dǎo)致的鐵氧化物還原均會釋放砷進(jìn)入地下水中，這兩種機(jī)理對地下水砷富集影響的相對貢獻(xiàn)大小如何；影響兩種機(jī)理貢獻(xiàn)大小的環(huán)境因子是什么（如微生物群落特征、有機(jī)物和鐵氧化物活性及含量、濃度等）。

（3）地表水-地下水相互作用帶是公認(rèn)的氧化還原敏感地帶，在地下水氮、鐵、砷的循環(huán)中起著重要作用。相關(guān)的科學(xué)問題包括：地表水-地下水相互作用帶氮循環(huán)關(guān)鍵過程及強度，其如何影響地下水中氮素濃度；地表水-地下水相互作用帶，沉積物釋放砷的強度及其影響因素是什么，其如何控制地下水中的砷濃度；在地表水-地下水相互作用帶，氮循環(huán)與砷的遷移轉(zhuǎn)化如何耦合；在地表水-地下水相互作用帶，氮、鐵、砷的循環(huán)過程對人類活動的響應(yīng)等。

3 結(jié)論

（1）地下水中銨氮和砷的共存是存在于還原性含水層中的一個普遍現(xiàn)象。作為含水層中重要的生物地球化學(xué)過程，地下水中氮循環(huán)深刻影響著地下水系統(tǒng)中砷的遷移轉(zhuǎn)化過程。

（2）氮的循環(huán)過程主要是通過參與鐵氧化物-溶解態(tài)Fe(II)之間的動態(tài)轉(zhuǎn)化而對地下水中砷的富集過程造成影響。在這些氮循環(huán)過程中，有機(jī)氮礦化、鐵銨氧化、異養(yǎng)型反硝化作用、異養(yǎng)型DNRA 等過程可能有利于地下水中砷的富集，而硝化作用、自養(yǎng)型反硝化作用、自養(yǎng)型DNRA 不僅將Fe(II)氧化為鐵氧化物吸附砷，而且抑制鐵氧化物的還原性溶解，通常會降低地下水中的砷濃度。

（3）該領(lǐng)域目前存在的重要科學(xué)問題包括：不同氧化還原環(huán)境的含水層中氮循環(huán)的過程、地下水氮循環(huán)與砷遷移轉(zhuǎn)化耦合機(jī)理、Fe(III)-Fe(II)的循環(huán)-地下水氮循環(huán)-砷遷移轉(zhuǎn)化之間的相互作用過程、地表水-地下水相互作用帶氮-鐵-砷的循環(huán)過程及其對人類活動的響應(yīng)等。