Research status and trend of coupling between nitrogen cycle and arsenic migration and transformation in groundwater systems
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摘要: 地下水中铵根、砷、溶解铁的共存是一个普遍现象。它们之间发生强烈的相互作用，并影响地下水系统的氮循环和砷迁移转化。文章在系统总结地下水氮循环过程及影响因素、地下水氮循环功能微生物及特征、地下水砷富集的水文地球化学过程等国内外研究现状的基础上，深入分析了地下水系统中的氮循环过程（硝化、反硝化、铁铵氧化、厌氧铵氧化、硝酸根异化还原产铵等）对地下水砷迁移转化的影响，总结出含水层中铁氧化物和溶解态Fe(II)的动态转化是氮循环影响地下水中砷迁移转化的重要桥梁。据此提出不同氧化还原环境的含水层中氮循环过程、地下水氮循环与砷迁移转化耦合机理、Fe(III)-Fe(II)的循环-地下水氮循环-砷迁移转化之间的相互作用过程、地表水-地下水相互作用带氮-铁-砷的循环过程及其对人类活动的响应等是今后该领域需要关注的重要科学问题和主要发展趋势。这些科学问题的解决不仅有利于识别地下水中氮的来源和迁移转化，而且有利于提高对高砷地下水富集机理的整体认识。Abstract: The coexistence of ammonium, arsenic and dissolved iron in groundwater is a common phenomenon in aquifer systems. They have a strong interaction and affect the nitrogen cycling and the migration and transformation of arsenic in groundwater systems. Based on the systematic survey of international and national literature on the process and influencing factors of groundwater nitrogen cycling, the functional microorganisms and their characteristics related to groundwater nitrogen cycling, and the hydrogeochemical process of arsenic enrichment in groundwater, this paper deciphers effects of nitrogen cycling (including nitrification, denitrification, Feammox, Anammox, and dissimilatory nitrate reduction to ammonium) on the migration and transformation of arsenic in groundwater. We proposed that the dynamic transformation of iron oxides and dissolved Fe (II) in aquifers is an important bridge for nitrogen cycling and the migration and transformation of arsenic in groundwater. The processes of nitrogen cycling in aquifers with different redox environments, the coupling mechanism between nitrogen cycling and arsenic migration and transformation, the interactions among Fe(III) - Fe(II) cycling, nitrogen cycling, and arsenic migration and transformation, nitrogen-iron-arsenic cycling in the surface water-groundwater interaction zone and its response to human activities are important scientific issues and research trend that need to be paid attention to in this field in the future. The solution of these scientific problems is not only conducive to identifying the source, migration and transformation of nitrogen in groundwater, but also beneficial to improving the systematical understanding of enrichment mechanism of groundwater arsenic.
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Keywords:
- isotopes /
- microorganism /
- water-rock interaction /
- aquifer /
- feammox
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天然高砷地下水（>10 μg/L）在全球范围内广泛分布，粗略估计有近1～2亿人直接或间接受到高砷地下水毒害，其中约94%的人口分布在亚洲[1]。中国是世界上高砷地下水分布最广的国家之一[2-3]，在柴达木盆地、准格尔盆地[4]、贵德盆地[5]、银川平原[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]、江汉平原[16]、珠江三角洲[17-18]等地区均有分布，粗略估计受威胁人数达到1 960万[19]。长期饮用高砷地下水会引起皮肤角质化、皮肤及多种内脏器官癌变等疾病[20]，因此高砷地下水形成机理研究是国内外持续关注的主要环境地质问题[21-22]。
地下水中的氮素主要包含了有机氮、
NH+4 、NO−2 、NO−3 等，其中“三氮”（NH+4 、NO−2 、NO−3 ）是公认的世界上分布最广的地下水劣质组分[23]。地下水中的NH+4 浓度通常低于0.2 mg/L，在还原条件下其浓度可高达数十毫克每升。地下水中NO−2 含量一般相对较低，但其毒性却最大。在天然条件下，地下水中的NO−3 主要与大气降水、土壤淋滤和硝化作用等过程有关[24-25]。长期饮用“三氮”浓度超标的地下水会引发严重的胃癌、食管癌等消化道疾病，高含量NO−3 也可能引发高血压等并发症。我国《地下水质量标准》（GB/T 14848—2017）规定III类水中NH+4 、NO−3 、NO−2 浓度标准分别为0.5，20，1.0 mg/L（以氮计）。根据对全国近6000口监测井地下水质量数据的统计，全国地下水“三氮”浓度超标率超过了10%[26]。地下水中铵氮和砷的共存是一个普遍现象[27-31]。高砷地下水主要分布在地势平坦、地下水流滞缓、富含有机质的内陆盆地与河流三角洲地区[10,21]，这些沉积平原同样有利于铵氮在地下水中的富集。以世界上高砷地下水影响最严重的地区——孟加拉盆地为例，其浅层含水层中接近一半（44%；n=2 988）的管井砷浓度大于10 μg/L，这些地下水
NH+4 浓度平均值也大于2 mg/L[32]。在柬埔寨的湄公河三角洲，超过半数的地下水样品（n=207）NH+4 浓度大于2 mg/L，超半数地下水的砷浓度大于50 μg/L[33]。对河套盆地近300组地下水样品统计分析发现，河套盆地57%的地下水样品NH+4 浓度大于0.5 mg/L，35%的地下水样品砷浓度大于10 μg/L[34]。由于氮和砷均为氧化还原敏感元素，二者共存的情况下必然会发生一系列的氧化还原反应，从而对砷的迁移转化过程造成一系列影响。本文在调研国内外相关文献的基础上，结合笔者的研究经验，对地下水氮循环过程及影响因素、地下水氮循环功能微生物及特征、地下水砷富集的水文地球化学过程、不同氮循环过程对砷迁移转化的影响等进行系统分析和总结，并提出了地下水氮循环与砷迁移转化耦合研究的发展趋势。
1. 国内外研究现状
1.1 地下水氮循环过程及影响因素
地下水中氮循环是含水层中重要的生物地球化学过程[35]，涉及到的过程主要包括有机物（有机氮）矿化、硝化作用、反硝化作用、
NO−3 异化还原产NH+4 （DNRA）、厌氧铵氧化（Anammox）、铁铵氧化（Feammox）、NH+4 吸附等。在氧化条件下，有机物（有机氮）矿化生成NH+4 ，并进一步通过硝化作用氧化为NO−3 [36]。在还原条件下，NO−3 则通过反硝化作用生成NO−2 乃至N2[37]，特定条件下NO−3 也可以通过异化还原产NH+4 （DNRA）的方式被还原[38]。NO−3 的反硝化作用通常发生在DOC含量或活性较低的地下水中，而在DOC/NO−3 摩尔比较高的地下水中DNRA则更易发生[39]。在厌氧铵氧化菌存在的情况下，由NO−3 反硝化作用产生的NO−2 与NH+4 发生Anammox[40]。然而，铁还原菌则可以介导Feammox过程的发生[41]。15N示踪的沉积物室内培养实验、15N野外示踪剂（如15
NO−2 和15NH+4 ）实验、氮稳定同位素（δ15N-NO3、δ18O-NO3、δ15N-NH4）是研究地下水氮循环过程的三种最主要的方法[25,42]。使用15N示踪的沉积物室内培养实验计算反硝化作用、DNRA、Feammox、Anammox等过程的反应速率，通常是设置不同的对照实验组，其中实验组A不加15NH+4 和15NO−3 ，实验组B加入15NH+4 ，实验组C加入15NO−3 ；实验B与实验A中生成的30N2之差通常来自Feammox过程；实验C与实验A中生成的30N2、29N2、15NH4之差分别来自反硝化作用、Anammox和DNRA过程[42]。15N野外示踪剂实验则是将15NH4[43]或15NO2[44]注入含水层中，据此研究含水层中氮的循环过程。使用氮稳定同位素则主要是基于不同的氮同位素分馏模式来甄别可能发生的氮循环过程，如有机氮的矿化作用通常不会造成明显的氮同位素分馏；硝化作用、Feammox、Anammox会使得 δ15N-NH4升高；DNRA和NH+4 的吸附作用则降低δ15N-NH4；反硝化作用和DNRA会导致δ15N-NO3升高；硝化作用则会降低δ15N-NO3（图1）。![]()
图 1 氮素（有机氮、{\bf{NH}}_{\boldsymbol{4}}^{\boldsymbol{+}} 、{\bf{NO}}_{\boldsymbol{2}}^{\boldsymbol{-}} 、{\bf{NO}}_{\boldsymbol{3}}^{\boldsymbol{-}} ）循环的生物地球化学过程及其同位素分馏模式Figure 1. Biogeochemical process and isotopic fractionation of nitrogen (organic nitrogen,{\bf{NH}}_{\boldsymbol{4}}^{\boldsymbol{+}} ,{\bf{NO}}_{\boldsymbol{2}}^{\boldsymbol{-}} ,{\bf{NO}}_{\boldsymbol{3}}^{\boldsymbol{-}} ) cycling基于15N示踪的沉积物室内培养和野外示踪实验，已有较多的研究验证了自然界生态系统中DNRA、Anammox、Feammox等过程的存在[41,45-46]。这些过程对表层生态系统氮循环的贡献是不容忽视的（图2）。国内外学者研究海洋沉积物、河口沉积物、稻田土壤等系统中的氮循环过程时发现，DNRA对
{\rm{NO}}_3^- 还原的贡献最高可达100%[47]。在河岸带系统中，Feammox的占比则可超过80%[48]。此外，河口沉积物中DNRA的速率可达反硝化作用的3倍以上[49]。尽管反硝化作用是地下水中{\rm{NO}}_3^- 还原的主要路径[25]，近期的研究表明，地下水系统中也存在Anammox过程。Wang等[50]通过高通量测序的方法研究了全球尺度含水层中Anammox细菌的含量，指出Anammox过程对{\rm{NO}}_3^- 或{\rm{NO}}_2^- 还原的贡献可达80%；Smith等[44]基于15{\rm{NO}}_2^- 野外示踪实验计算得到美国Cape Cod含水层中Anammox对N2生成的贡献可高达90%。然而，目前尚无地下水DNRA、Feammox过程的直接证据。很少有研究利用{\rm{NO}}_3^- 和{\rm{NH}}_4^+ 氮同位素特征为地下水Anammox [43]、Feammox、DNRA[38]等过程的发生提供直接的野外证据。![]()
图 2 不同系统中（a）DNRA对{\bf{NO}}_{\boldsymbol{3}}^{\boldsymbol{-}} 还原的贡献、（b）Anammox对N2生成的贡献和（c）Feammox对N2生成的贡献（数据来源于文献 [41, 45, 47-48, 50-51]）Figure 2. (a) Proportion of{\bf{NO}}_{\boldsymbol{3}}^{\boldsymbol{-}} -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影响地下水氮循环的主要因素包括pH、DOC/
{\rm{NO}}_3^- 摩尔比、有机物活性、溶解态Fe(II)和活性铁氧化物等。中性和弱碱性pH环境有利于Anammox过程的发生[52]，且DNRA[53]和Feammox速率[54]均随着pH的升高而增大。地下水中的DOC/
{\rm{NO}}_3^- 摩尔比越高，越有利于DNRA过程的发生[49]。前人研究发现，有机物活性是控制反硝化作用、DNRA、Anammox、Feammox等过程相对贡献的主要环境因子[49]。当有机物活性高时DNRA发生，有机物活性呈中间态时反硝化作用发生，有机物活性低时则Anammox发生[55]。Hardison等[46]通过实验发现，有机物的降解速率越高，DNRA相对反硝化作用的相对重要程度也越大。根据培养实验，自养型DNRA的速率与溶解态Fe(II)浓度呈明显的正相关，而反硝化作用速率则与Fe(II)浓度呈负相关[56]。此外，稻田土壤的培养实验表明，Feammox速率与土壤中活性铁氧化物的含量成正相关，活性铁氧化物（如水铁矿）含量越高，Feammox速率也越高[45]。
1.2 地下水氮循环功能微生物及特征
1.2.1 硝化微生物
地下水中硝化微生物通常是指能够将地下水中的
{\rm{NH}}_4^+ 或NH3氧化为{\rm{NO}}_3^- 的化能自养型微生物，其包括将{\rm{NH}}_4^+ 或NH3氧化成{\rm{NO}}_2^- ，再将{\rm{NO}}_2^- 氧化为{\rm{NO}}_3^- 或者将{\rm{NH}}_4^+ 或NH3直接氧化成{\rm{NO}}_3^- 两种机制。参与{\rm{NH}}_4^+ 或NH3氧化过程的微生物主要包括铵氧化细菌（ammonia-oxidizing bacteria, AOB）[57-58]和铵氧化古菌（ammonia-oxidizing archaea, AOA）[59]。地下水中大多数铵氧化细菌属于Betaproteobacteria门和Gammaproteobacteria门，并且是属于铵氧化成亚硝酸盐的化学自养生物。大多数铵氧化古菌，主要包括属于Thaumarchaeota门的古菌，其主要活跃在受海水影响较大的河流入海口含水层 [60-63]。能将{\rm{NO}}_2^- 氧化为{\rm{NO}}_3^- 过程的微生物主要为亚硝酸盐氧化菌（nitrite-oxidizing bacteria，NOB），主要来自Alphaproteobacteria门、Betaproteobacteria门、Gammaproteobacteria门、Chloroflexi门、Nitrospinota门和Nitrospirae门 [64]。1.2.2 反硝化微生物
地下水中反硝化微生物通常是指在能通过一系列呼吸过程将
{\rm{NO}}_3^- 还原生成氮气并获得能量的微生物[65]。地下水中反硝化微生物可以是自养型、异养型，也可以是混合营养型。异养型反硝化微生物利用地下水中溶解性有机物（如乙酸等）作为有机碳源还原{\rm{NO}}_3^- ，而自养型反硝化微生物则利用地下水中还原性的化学物质还原{\rm{NO}}_3^- 。地下水中反硝化微生物广泛分布于Alphaproteobacteria门、Betaproteobacteria门、Gammaproteobacteria门和Enpsilonproteobacteria门。近年来，具有将硫氧化与硝酸盐去除功能结合起来的反硝化微生物被广泛报道，其主要包括Thiobacitlus属、Thiomicrospira属、Arcobacter属和Thioploca 属的细菌[66]。研究还表明，地下水中反硝化微生物还可以与三价砷的氧化耦合[67]，但已分离的反硝化与三价砷氧化菌主要来自稻田土、土壤和高砷地下水沉积物，目前为止未见地下水中分离的相关细菌报道。1.2.3 厌氧铵氧化微生物
厌氧铵氧化(anaerobic ammonium oxidation, Anammox)菌为自养型细菌，可在厌氧或缺氧条件下以亚硝酸盐为电子受体，氧化铵转化成氮气的过程。已发现的厌氧铵氧化菌均属于Planctomycetales目的Anammoxaceae科，共6个属，分别为Candidatus Brocadia属、Candidatus Kuenenia属、Candidatus Anammoxoglobus属、CandidatusJettenia属、Candidatus Anammoximicrobium moscowii属及Candidatus Scalindua属。其中浮霉状菌目的Candidatus Brocadia属和Candidatus Jettenia属的细菌已在地下水微生物群落中被发现[68-69]，但目前并没有地下水中分离的相关纯菌培养的报道。
1.2.4 异化硝酸盐还原微生物
异化硝酸盐还原微生物是以硝酸盐为电子受体，将
{\rm{NO}}_3^- 还原为{\rm{NO}}_2^- ，并进一步还原为{\rm{NH}}_4^+ 或NH3的微生物。异化硝酸盐还原微生物主要包括以有机物为电子供体发酵型和硫氧化耦合型[70-72]。发酵型异化硝酸盐还原微生物主要包括Clostridium属、Desulfovibrio属、Vibrio属及Pseudomonas属的微生物，而硫氧化耦合型异化硝酸盐还原微生物主要包括Thiobacillus属、Thiomicrospora属和Thioploca属的微生物[72-74]。1.2.5 铁铵氧化微生物
铁铵氧化微生物即厌氧条件下，以Fe(III)作为电子受体，
{\rm{NH}}_4^+ 作为电子供体，将{\rm{NH}}_4^+ 氧化为N2、{\rm{NO}}_3^- 或{\rm{NO}}_2^- 的微生物。目前，对于铁铵氧化菌的研究方法主要有培养分离法和分子生物法，如16S rRNA高通量测序、宏基因组技术等。有研究表明，Geobacteraceae科和Shewanella属的细菌不仅参与铁还原过程，可能还直接参与了铵的氧化过程，其铁铵氧化速率与Geobacteraceae科和Shewanella属细菌的丰度有显著的相关性[51]。然而，目前只有一种纯培养铁铵氧化微生物，即Acidimicrobiaceae sp. A6[75]。Acidimicrobiaceae sp. A6的分离和鉴定，从微生物的角度为铁铵氧化过程的研究提供了基础，具有十分重大的意义。地下水中铁铵氧化过程也被认为是影响砷迁移的关键过程之一，但是目前关于地下水系统中纯培养的铁铵氧化微生物未见报道。1.3 地下水砷富集的水文地球化学过程
地下水砷的富集主要由以下三个过程主导：硫化物的氧化、铁氧化物的还原性溶解和砷的解吸[10]。其中，后两个过程被认为是还原性含水层中高砷地下水的主要成因[76-77]。
铁氧化物是含水系统中砷的主要载体，含水层中的砷一般以强吸附态、弱吸附态或者结合态的形式在铁氧化物矿物表面赋存[78]。在适当的水文地球化学条件下，特别是有机物作为电子供体时，含水介质中铁氧化物会发生还原性溶解，并释放出表面吸附或结合的砷，使砷在地下水中富集[77,79]。在此过程中，有机物的活性是一个非常重要的因素。如果有机物的生物活性强、易被微生物利用，铁氧化物的还原和砷的释放就更容易发生[80]。此外，铁氧化物矿物相和结晶度也是影响铁氧化物矿物还原的决定因素。一般来说，结晶度越好，铁氧化物矿物越稳定，越不易被还原。研究表明，相对于赤铁矿和针铁矿，水铁矿在高砷地下水环境中更易发生还原性溶解，并释放出其表面吸附的砷[81]。再者，微生物在这个过程中也能起到催化作用，特别是铁还原菌，这些微生物能介导铁氧化物还原和有机物氧化过程，大大提高该氧化还原反应的速率[68,82]。
砷的解吸被认为是干旱-半干旱还原性含水层中高砷地下水形成的另一个重要过程。该过程一般发生在高pH、高
{\rm{HCO}}_3^- 、高DOC的地下水中。在高pH环境中，特别是pH高于固体的pHzpc时，固体表面带负电荷，不利于带负电的砷络阴离子的吸附；高浓度的{\rm{HCO}}_3^- 与吸附在固体表面的砷之间产生竞争吸附，结果是{\rm{HCO}}_3^- 被吸附，而砷释放出来，脱离固体表面[83-84]；在一定的情况下，DOC（特别是类腐殖酸组分）和砷也能形成竞争吸附[85]。此外，吸附态五价砷还原为三价砷时，也能发生砷的解吸过程[81]。主要原因是，在地下水的pH范围内（7.0~8.5），三价砷不带电荷，而五价砷带负电，因而三价砷更不易被吸附，从而解吸出来进入地下水中[10]。1.4 地下水氮循环过程对砷迁移转化的影响
氮的循环过程主要是通过参与铁氧化物-溶解态Fe(II)之间的动态转化而对地下水中砷的富集过程造成影响（图3）。在这些氮循环过程中，有机氮矿化[80]、铁铵氧化[86-87]、异养型反硝化作用[29]、异养型DNRA[87]等过程可能有利于地下水中砷的富集，而硝化作用、自养型反硝化作用、自养型DNRA不仅将Fe(II)氧化为铁氧化物吸附砷，而且抑制铁氧化物的还原性溶解，通常会降低地下水中的砷浓度。
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图 3 氮循环参与下地下水砷富集机制示意图Figure 3. Schematic diagram of arsenic enrichment mechanism in groundwater under the involvement of nitrogen cycling1.4.1 硝化过程
硝化过程主要发生在有氧含水层中，在硝化细菌的作用下地下水中的
{\rm{NH}}_4^+ 被氧气氧化为{\rm{NO}}_3^- 。因此，以硝化作用为主的地下水中的氮主要以{\rm{NO}}_3^- 为主。该环境中，硝化作用产生的{\rm{NO}}_3^- 能抑制含砷铁氧化物的异化还原，且含水层中的砷主要以As(V)的形态存在，因此地下水中的砷浓度通常较低[29,87-88]。1.4.2 反硝化过程
反硝化过程主要发生在厌氧条件下，在反硝化细菌的作用下地下水中的
{\rm{NO}}_3^- 按照{\rm{NO}}_3^- →{\rm{NO}}_2^- →NO→N2O→N2的顺序发生还原。根据其反应类型不同，反硝化过程对地下水砷浓度的影响也不同。自养反硝化细菌可以利用地下水中的无机还原性物质（如Fe(II)、Mn(II)、H2S等）使{\rm{NO}}_3^- 发生反硝化作用。在这个过程中Fe(II)会被氧化为铁氧化物，促进地下水中砷的吸附，从而降低地下水中的砷浓度[28, 89]。正因如此，有学者长期致力于研究{\rm{NO}}_3^- 氧化Fe(II)为稳定的磁铁矿来去除地下水中的砷[90]。异养型反硝化过程则主要是由含水层中的有机物降解促进的，其对地下水中砷浓度的影响根据反应所处的阶段也有所差异。当反硝化过程处于初始状态时，地下水中的{\rm{NO}}_3^- 浓度较高，不利于含水层中含砷铁氧化物的还原性溶解，因此地下水中的砷浓度也通常较低[91]；当反硝化过程处于后期，地下水中的{\rm{NO}}_3^- 浓度较低（通常低于0.5 mg/L），即可发生铁氧化物的还原[92]，在这种情况下地下水中的砷浓度较高。在地表水-地下水水位季节性波动带，可能同时发生自养型反硝化作用及初始态的异养型反硝化作用。在此区域，富含
{\rm{NO}}_3^- 的地表水季节性补给相邻浅层地下水时，会打破含水层原有的氧化还原平衡状态，发生{\rm{NO}}_3^- 氧化Fe(II)的反应，亦即自养型反硝化作用，从而降低地下水中的砷浓度[93]。对于无外界物质输入的深层含水层，在地下水径流方向上会形成自上而下的O2、{\rm{NO}}_3^- 、铁氧化物、{\rm{SO}}_4^{2-} 还原的氧化还原分带。在{\rm{NO}}_3^- 还原区，{\rm{NO}}_3^- 浓度沿地下水径流方向逐渐降低，δ15N-NO3值则逐渐升高，地下水砷浓度也逐渐升高。因此，基于δ15N-NO3同位素指示的反硝化过程有利于揭示高砷地下水的形成过程[29,87]。1.4.3 铁铵氧化过程
铁铵氧化过程通常发生在还原性含水层中，含水层中的铁氧化物在微生物（如铁还原菌）作用下被地下水中的
{\rm{NH}}_4^+ 还原。在这个过程中，吸附在铁氧化物表面的砷会随之释放，从而形成高砷地下水[86-87]。由于铁铵氧化过程伴随着{\rm{NH}}_4^+ 的消耗和Fe(II)的释放，{\rm{NH}}_4^+ 浓度降低、Fe(II)浓度升高、δ15N-NH4值升高是识别地下水中铁铵氧化过程的重要指标[87]。由于铁铵氧化过程在陆生生态系统的氮循环过程中起着重要作用（图2），国内外对该系统中的铁铵氧化研究较多[41,45,48,51,94]，然而其在铁循环乃至高砷地下水形成过程中的作用仍未有系统研究。前人基于热带森林土壤[41]、水稻田土壤[45]、海岸带沉积物[51]、湖泊沉积物[94]、河流沉积物[48]的培养实验发现，铁铵氧化过程的速率可达0.17~0.59 mg N/(kg∙d)。根据每反应1 mol N消耗3~6 mol 铁氧化物的比例计算[41]，铁铵氧化过程中铁氧化物还原的速率为0.03～0.24 mmol/(kg∙d)；按照沉积物中铁氧化物的As/Fe（摩尔比）为1.2 mmol/mol[95]、孔隙度0.3及颗粒密度2.65 g/cm3计算，铁铵氧化过程中砷的释放速率可达0.22~1.8 μmol/(L∙d)。这个速率与有机物降解驱动下河床沉积物释放砷的速率接近（0.1~1.0 μmol/(L∙d)）[96-98]，且明显大于含水层沉积物中砷的释放速率[83]。尽管上述计算过程不是证明铁铵氧化过程具有较大释砷能力的直接证据，但也间接指出了铁铵氧化过程在高砷地下水形成中的作用不容忽视。
1.4.4 厌氧铵氧化过程
厌氧铵氧化过程主要发生在还原环境、
{\rm{NO}}_3^- 或{\rm{NO}}_2^- 及{\rm{NH}}_4^+ 共存的地下水中。当地下水中含有高浓度的{\rm{NO}}_3^- 或{\rm{NO}}_2^- 时，会将地下水中的Fe(II)氧化为铁氧化物，并抑制沉积物中铁氧化物的还原，形成低砷地下水。铁铵氧化和厌氧铵氧化过程在消耗
{\rm{NH}}_4^+ 时均伴随着δ15N-NH4的升高，但不同的是，铁铵氧化和厌氧铵氧化过程中地下水Fe(II)浓度的变化截然相反[87]。因此，地下水中的Fe(II)浓度可能是识别两种过程对地下水砷迁移转化影响的关键。正是基于此，Gao等[87]将铁铵氧化过程和厌氧铵氧化过程区分开来，从δ15N-NH4的角度论证了铁铵氧化的释砷作用和厌氧铵氧化过程去除砷的作用。1.4.5
{\rm{NO}}_3^- 异化还原产{\rm{NH}}_4^+ 过程一般情况下，反硝化作用是地下水中
{\rm{NO}}_3^- 去除的主要路径[25]。当地下水中DOC浓度高而{\rm{NO}}_3^- 浓度很低时，则有可能发生{\rm{NO}}_3^- 异化还原产{\rm{NH}}_4^+ 过程（DNRA）。研究发现，较高的DOC/{\rm{NO}}_3^- 值有利于DNRA过程的发生，中等DOC/{\rm{NO}}_3^- 值易发生反硝化作用，较低的DOC/{\rm{NO}}_3^- 值则有利于厌氧铵氧化过程的发生[46]。因此，DNRA发生的地下水中通常具有较高的有机物降解速率，这样的环境也有利于含砷铁氧化物还原性溶解而形成高砷地下水[87]。此外，地下水中Fe(II)等无机物质也可以导致自养型DNRA过程的发生[98]。与自养型反硝化过程类似，Fe(II)在自养型DNRA过程中会被氧化为铁氧化物，从而降低地下水中的砷浓度。2. 存在的科学问题及发展趋势
综上所述，结合作者在该领域的研究经验，提出几条与地下水氮循环-砷迁移转化耦合有关的重要科学问题。
（1）精确甄别不同氧化还原环境的含水层中氮循环过程、相对重要程度及其影响因素是探究地下水氮循环与砷迁移转化耦合的必要条件。相关的科学问题包括：如何区分含水层中的反硝化作用、DNRA、Anammox、Feammox等氮循环过程；不同氧化还原环境的含水层中氮迁移转化的关键路径是什么；它们的主控微观（微生物群落特征、有机物分子特征）和宏观环境因子（DOC/
{\rm{NO}}_3^- 摩尔比、pH、温度、{\rm{HCO}}_3^- 、{\rm{PO}}_4^{3-} 、沉积物铁氧化物形态和含量、沉积物有机碳/氮活性及含量等）是什么；这些过程在不同氧化还原环境的含水层中随水文地质条件如何演化等。（2）Fe(III)-Fe(II)的循环体系是地下水氮循环与砷迁移转化耦合的中间桥梁。相关的科学问题包括：在不同氧化还原环境中多种共存的氮循环过程如何影响含水层中Fe(III)-Fe(II)的动态转化；Feammox还原铁氧化物释放砷的动力学机制是什么，对含水层中铁循环的影响如何；有机物矿化和Feammox过程导致的铁氧化物还原均会释放砷进入地下水中，这两种机理对地下水砷富集影响的相对贡献大小如何；影响两种机理贡献大小的环境因子是什么（如微生物群落特征、有机物和铁氧化物活性及含量、
{\rm{NH}}_4^+ 浓度等）。（3）地表水-地下水相互作用带是公认的氧化还原敏感地带，在地下水氮、铁、砷的循环中起着重要作用。相关的科学问题包括：地表水-地下水相互作用带氮循环关键过程及强度，其如何影响地下水中氮素浓度；地表水-地下水相互作用带，沉积物释放砷的强度及其影响因素是什么，其如何控制地下水中的砷浓度；在地表水-地下水相互作用带，氮循环与砷的迁移转化如何耦合；在地表水-地下水相互作用带，氮、铁、砷的循环过程对人类活动的响应等。
3. 结论
（1）地下水中铵氮和砷的共存是存在于还原性含水层中的一个普遍现象。作为含水层中重要的生物地球化学过程，地下水中氮循环深刻影响着地下水系统中砷的迁移转化过程。
（2）氮的循环过程主要是通过参与铁氧化物-溶解态Fe(II)之间的动态转化而对地下水中砷的富集过程造成影响。在这些氮循环过程中，有机氮矿化、铁铵氧化、异养型反硝化作用、异养型DNRA等过程可能有利于地下水中砷的富集，而硝化作用、自养型反硝化作用、自养型DNRA不仅将Fe(II)氧化为铁氧化物吸附砷，而且抑制铁氧化物的还原性溶解，通常会降低地下水中的砷浓度。
（3）该领域目前存在的重要科学问题包括：不同氧化还原环境的含水层中氮循环的过程、地下水氮循环与砷迁移转化耦合机理、Fe(III)-Fe(II)的循环-地下水氮循环-砷迁移转化之间的相互作用过程、地表水-地下水相互作用带氮-铁-砷的循环过程及其对人类活动的响应等。
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图 1 氮素（有机氮、
{\bf{NH}}_{\boldsymbol{4}}^{\boldsymbol{+}} 、{\bf{NO}}_{\boldsymbol{2}}^{\boldsymbol{-}} 、{\bf{NO}}_{\boldsymbol{3}}^{\boldsymbol{-}} ）循环的生物地球化学过程及其同位素分馏模式Figure 1. Biogeochemical process and isotopic fractionation of nitrogen (organic nitrogen,
{\bf{NH}}_{\boldsymbol{4}}^{\boldsymbol{+}} ,{\bf{NO}}_{\boldsymbol{2}}^{\boldsymbol{-}} ,{\bf{NO}}_{\boldsymbol{3}}^{\boldsymbol{-}} ) cycling![]()
图 2 不同系统中（a）DNRA对
{\bf{NO}}_{\boldsymbol{3}}^{\boldsymbol{-}} 还原的贡献、（b）Anammox对N2生成的贡献和（c）Feammox对N2生成的贡献（数据来源于文献 [41, 45, 47-48, 50-51]）Figure 2. (a) Proportion of
{\bf{NO}}_{\boldsymbol{3}}^{\boldsymbol{-}} -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 -
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目录
1. 国内外研究现状
1.1 地下水氮循环过程及影响因素
1.2 地下水氮循环功能微生物及特征
1.2.1 硝化微生物
1.2.2 反硝化微生物
1.2.3 厌氧铵氧化微生物
1.2.4 异化硝酸盐还原微生物
1.2.5 铁铵氧化微生物
1.3 地下水砷富集的水文地球化学过程
1.4 地下水氮循环过程对砷迁移转化的影响
1.4.1 硝化过程
1.4.2 反硝化过程
1.4.3 铁铵氧化过程
1.4.4 厌氧铵氧化过程
1.4.5
{\rm{NO}}_3^- 异化还原产{\rm{NH}}_4^+ 过程2. 存在的科学问题及发展趋势
3. 结论
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