引言

地下水作为全球最重要的淡水资源之一，不仅是维持生态系统平衡的关键要素，也是保障人类生活用水、工业生产及农业灌溉的核心水源。在我国，地下水供水量约占全国总供水量的20%，在北方干旱与半干旱地区，这一比例甚至更高。然而，随着城镇化进程的加速，工业废水的排放以及农用化学品过量投入，地下水环境质量面临严峻挑战。其中，氨氮（NH₄⁺-N）作为反映地下水受人为活动干扰程度的重要指标，已成为我国地下水超标频率最高的污染物之一。

地下水中氨氮的来源具有复杂性与多样性。农业领域化肥的过量施用、畜禽养殖废水的下渗是造成农村地下水氨氮面源污染的主要原因；而在城市与工业区，垃圾填埋场渗滤液的渗漏、化工及炼钢废水的违规排放则形成了高浓度的点源污染。

高浓度的氨氮进入地下水系统后，不仅会直接导致水质劣化，增加饮用水处理难度和成本，还可能在迁移过程中转化为亚硝酸盐氮（NO₂^--N）和硝酸盐氮（NO₃^--N），进而对人体健康产生潜在的致癌、致畸风险。同时，氨氮进入地表水体后会引发富营养化风险，严重威胁区域生态安全。由于地下水系统具有埋藏深、径流慢、物理化学环境复杂等特点，氨氮污染一旦形成，往往具有较强的隐蔽性和长期性，传统的治理手段难以实现快速修复。

近年来，国内外学者针对地下水氨氮的迁移转化机理及其修复技术开展了大量研究。在机理方面，吸附受阻、硝化/反硝化以及新兴的厌氧氨氧化（Anammox）过程成为研究焦点；在修复技术方面，已由早期的物理化学法逐渐向高效、低碳、绿色的原位生物修复技术转变。为了进一步明晰该领域的发展脉络，本文系统综述了地下水氨氮的污染现状、主要来源及其在含水层中的迁移转化规律，重点探讨了物理化学修复、原位生物修复及可渗透反应墙（PRB）等主流修复技术的研究进展，并对未来地下水氨氮污染防治的研究方向进行了展望，以期为我国地下水资源保护与治理提供理论参考。

1 地下水氨氮污染现状与来源

1.1 地下水氨氮污染现状

近年来，我国地下水氨氮超标现象呈点状分布与面源污染并存的态势，氨氮已成为地下水质量评价中仅次于锰、铁的主要超标指标。在华北平原、东北平原以及长江三角洲等人口密集区，受人类活动高强度干预，部分浅层地下水氨氮浓度已远超《地下水质量标准》（GB/T 14848-2017）中的Ⅲ类标准限值。

1.2 主要来源

地下水氨氮的来源可归纳为自然来源与人为来源两大类，其中人为活动是导致氨氮浓度异常升高的核心因素。

1.2.1 人类活动

(1) 农业面源污染

农业活动是地下水氨氮污染最广泛的来源。过量施用的氮肥在土壤中经水解产生氨氮，除被作物吸收外，剩余部分下渗进地下水系统。

(2) 工业与城镇点源污染

工业领域，化工等行业的废水排放是地下水氨氮的主要来源，此类污染通常浓度极高且伴随有机污染物。在城市区域，垃圾渗滤液中的氨氮浓度常为标准值的数百倍。

1.2.2 自然来源

在特定地质环境下，如滨海沉积平原或富含有机质的湖相沉积层，地层内部的含氮有机物在还原条件下发生矿化作用，释放出氨氮。

2 氨氮在地下水中的迁移转化机制

氨氮迁移转化是物理化学及生物化学的耦合过程，受多重环境因子调控。

2.1 物理化学作用

2.1.1 物理迁移过程

（1）对流作用

氨氮随地下水流整体流动发生同步迁移，速率与含水层渗透系数、水力梯度呈正相关，与有效孔隙度呈负相关。

（2）水动力弥散作用

包括机械弥散与分子扩散。其中机械弥散由含水层孔隙介质的非均质性驱动，是地下水流速较高时的主导项；分子扩散由氨氮浓度梯度驱动，是低渗透含水层中的主要迁移方式。

2.1.2 界面化学过程

（1）吸附-解吸与阳离子交换作用

氨氮在含水层中的迁移具有显著的滞后性，其核心控制因素是介质对铵根离子（NH₄⁺）的吸附作用，其平衡常用三类模型描述：适用于低浓度场景的Henry线性模型、基于单分子层吸附假设的Langmuir模型和适配非均匀介质的Freundlich非线性模型。

（2）酸碱平衡与pH调控效应

水体中氨氮的赋存形态由pH值严格调控，当pH < 8.0时，易发生吸附阻滞；当pH > 9.0时，静电吸附作用急剧减弱，氨氮的迁移能力大幅增强。同时，pH值升高会进一步削弱介质对氨氮的吸附能力，促进解吸过程发生。

（3）沉淀-溶解作用

特定环境条件下，氨氮可通过沉淀作用固定在含水层介质中，最典型的为磷酸铵镁沉淀：在高pH、高镁离子与磷酸盐浓度的环境中，NH₄⁺可与Mg²⁺、PO₄³⁻生成难溶的磷酸铵镁晶体，实现氨氮固定。

2.2 生物化学转化

2.2.1 硝化作用

好氧条件下，自养微生物将氨氮逐步氧化为硝态氮。该过程第一步为氨氧化过程，由氨氧化古菌（AOA）和氨氧化细菌（AOB）介导，将NH₄⁺氧化为亚硝酸盐（NO₂⁻）。第二步为亚硝酸盐氧化过程，由亚硝酸盐氧化细菌（NOB）介导，将NO₂⁻氧化为硝酸盐（NO₃⁻）。

硝化作用主要集中在包气带-饱水带界面、地下水浅部循环带，该区域氧气补给充足，功能微生物活性最高，深层厌氧含水层中硝化作用几乎无法发生。

2.2.2 反硝化作用

反硝化作用是缺氧/厌氧条件下，微生物将硝态氮逐步还原为氮气（N₂）的过程，是总氮脱除的核心途径。

2.2.3 厌氧氨氧化（Anammox）

厌氧氨氧化是深层厌氧含水层中氨氮自然衰减的关键机制，该过程由厌氧氨氧化菌介导，在严格厌氧条件下，将NH₄⁺与NO₂⁻转化为N₂。

该过程的核心优势在于无需有机碳源、无需氧气、无温室气体释放，较为适配地下水“贫碳、厌氧”的环境特征，目前研究证实，厌氧氨氧化过程可贡献地下水系统10%~40%的总氮去除量，是地下水氨氮污染原位自养修复的核心技术原理。

2.2.4 异化硝酸盐还原为铵（DNRA）

DNRA是厌氧条件下，微生物将NO₃⁻还原为NH₄⁺的生物过程。该过程不脱除系统总氮，而是将硝态氮转化为氨氮，易导致氨氮在含水层中长期累积，延长氮污染的滞留时间。

2.2.5 氨化作用（矿化作用）

氨化作用是指地下水中的有机氮在异养微生物的介导下，矿化为NH₄⁺的过程。该过程是地下水氨氮的补给来源，尤其是在垃圾渗滤液等污染区。

2.3 影响因素分析

2.3.1 氧化还原电位（Eh）与溶解氧（DO）

Eh与DO是地下水氮循环的首要主控因子，直接决定了氮素的赋存形态与微生物的代谢途径，并形成显著的空间分带。

（1）好氧带（Eh > 400 mV，DO > 2 mg/L）：硝化作用占绝对主导，氨氮快速转化为硝态氮，吸附-解吸是氨氮迁移的主要阻滞因素。

（2）缺氧带（Eh为100~400 mV，DO为0.2~2 mg/L）：硝化作用受限，部分硝化与Anammox耦合发生，是氨氮与硝态氮同步衰减的核心区域。

（3）厌氧还原带（Eh < 100 mV，DO < 0.2 mg/L）：硝化作用完全停止，反硝化、Anammox、DNRA成为主要氮转化途径。

2.3.2 含水层介质的水文地质与矿物学特性

含水层的孔隙度、渗透系数等直接控制地下水流速与污染羽的迁移扩散范围；粘土矿物的类型与含量、有机质丰度，决定了介质对氨氮的吸附能力与阻滞效应，同时有机质可为微生物提供碳源，调控生物转化过程。

2.3.3 pH值

pH值一方面控制氨氮的赋存形态，决定其吸附能力与迁移活性，另一方面影响介质表面的电荷性质，调控吸附-解吸平衡，并决定氮循环功能微生物的活性。绝大多数功能菌的最适pH为中性-弱碱性（7.0~8.5），pH < 6.0或pH > 9.0会强烈抑制微生物代谢，甚至阻断氨氮的生物转化过程。

2.3.4 碳源与碳氮比（C/N）

有机碳是异养反硝化、异养DNRA过程的核心电子供体，C/N比直接决定了异养氮转化过程的效率与方向。

2.3.5 温度

地下水温度会显著影响微生物代谢速率。氮循环功能微生物的最适温度多为20~35℃，温度每降低10℃，微生物代谢速率下降50%以上；当温度 < 10℃时，硝化作用、Anammox过程会受到强烈抑制，氨氮的自然衰减效率大幅下降。

2.3.6 共存污染物与竞争性离子

地下水中的共存组分，会通过物理竞争与生物毒性效应，影响氨氮的迁移转化：一是Ca²⁺、Mg²⁺、K⁺ 等阳离子，会与NH₄⁺争夺吸附位点，高矿化度、高硬度地下水中，氨氮的吸附阻滞能力显著下降；二是重金属、抗生素、农药等污染物，会抑制微生物活性，阻断氨氮的生物转化过程，导致氨氮长期累积；三是硫酸盐、磷酸盐等共存阴离子，会通过沉淀作用、微生物代谢耦合，间接影响氨氮的转化效率。

3 地下水氨氮污染修复技术研究进展

3.1 物理化学修复法

物理化学法见效快、环境适配性强，多用于高浓度氨氮污染的应急处置、复合污染场地预处理，以及低温、高盐、高毒性等微生物活性受抑制的极端场地。

抽出-处理系统：通过抽水井将污染地下水抽出至地面，配套吹脱法、离子交换法、膜分离法等处理达标后回灌或外排，可同步实现污染控源与污染物去除。但难以触及深层低渗透含水层的残留污染，能耗与运行成本高，易产生二次污染。

吸附法：应用最广泛的基础技术，利用沸石、改性生物炭等多孔材料，通过离子交换、吸附作用固定氨氮，操作简单、适配性强。

化学氧化法：包括折点氯化、高级氧化技术，通过投加氧化剂快速氧化分解氨氮，是高浓度氨氮突发污染的首选应急技术。但其药剂成本高，原位应用副反应多，易产生消毒副产物。

电化学修复技术：通过直流电场实现氨氮定向迁移与电化学降解，无需抽水，可突破低渗透介质的传质瓶颈，但是其能耗高、电极易结垢。

3.2 原位生物修复技术

原位生物修复是当前热门趋势，其通过调控含水层环境，激活原氮循环功能菌或接种外源高效菌，将氨氮转化为氮气实现无害化脱除，具有环境扰动小、修复范围广、成本低、无二次污染的优势，适用于中低浓度、大范围的地下水氨氮污染治理。

强化硝化-反硝化技术：通过投加缓释氧材料提升溶解氧含量，强化好氧硝化过程，将氨氮氧化为硝态氮；再通过投加长效缓释碳源补充电子供体，强化厌氧反硝化过程，将硝态氮还原为氮气，实现总氮完全脱除。短板是受含水层非均质性、温度影响大，低温环境下微生物活性显著下降，贫碳含水层碳源补充成本高。

原位厌氧氨氧化（Anammox）技术：无需有机碳源、几乎不消耗氧气，厌氧氨氧化菌以氨氮为电子供体、亚硝酸盐为电子受体，直接将两者转化为氮气，运行成本低、无二次污染。核心瓶颈是功能菌生长缓慢、亚硝态氮底物供给难，目前重点突破原位快速启动与稳定运行调控技术。

自养生物脱氮技术：耦合地下水天然铁/锰/硫氧化还原循环，以还原态矿物为电子受体/供体，实现氨氮的自养厌氧氧化与总氮脱除，完全无需外源药剂，适配深层强还原、贫碳含水层的污染修复。

3.3 可渗透反应墙技术（PRB）

PRB是目前最具应用前景的被动式长效修复技术，核心是在污染羽迁移路径上，构建垂直于地下水流的可渗透反应墙体，污染水流经墙体时，通过吸附、生物转化等作用实现氨氮去除与污染阻断。该技术无需外加动力、运维成本极低、环境扰动小，适用于中低浓度、稳定迁移的氨氮污染羽长期治理。

3.4 物理-化学-生物联合修复技术

联合修复是当前复杂场地工程应用的主流，通过多技术耦合实现优势互补，解决单一技术适配性窄、修复短板突出的问题，核心成熟模式包括以下三种：

（1）抽出处理-原位生物联合：前端快速降低核心区氨氮浓度、控制污染扩散，后端对残留污染进行长效治理，适配高浓度污染场地；

（2）化学氧化-原位生物联合：先通过氧化降低水体生物毒性，再启动生物长效修复，适配高毒性复合污染场地；

（3）PRB-原位生物强化联合：构建“源头生物降解+锋面被动阻断”体系，适配大范围面源污染场地。

3.5 研究热点与发展趋势

当前技术研发正朝着精准化、绿色化、长效化、智能化方向发展，核心突破重点包括：厌氧氨氧化等自养脱氮技术的工程化应用、固废基绿色多功能修复材料开发、多污染物协同修复技术、基于智能监测与数值模拟的精准调控技术，以及兼顾污染治理与含水层生态保护的环境友好型修复技术。

4 结论

本文系统梳理了地下水氨氮污染的来源、迁移转化机制及主要修复技术，得出以下主要结论：

（1）污染来源复杂。农业面源、工业点源及地质本底排放相互交织，导致地下水氨氮污染呈现出隐蔽性强、范围广的特点。

（2）转化机制多样。氨氮在地下水中的归趋受吸附、硝化、反硝化及厌氧氨氧化等多种作用共同驱动。其中，厌氧氨氧化是深部缺氧环境脱氮的重要途径。

（3）技术路径转型。修复技术正由高耗能的“抽出-处理”向绿色、被动、可持续的原位修复（如PRB、原位生物修复）演进。

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