郇 环， 刘 兵， 朱岗辉， 刘梦娇， 刘伟江*， 姜永海

1.生态环境部土壤与农业农村生态环境监管技术中心， 北京 100012 2.中国环境科学研究院， 国家环境保护地下水污染模拟与控制重点实验室， 北京 100012 3.防灾科技学院， 河北 三河 065201

地下水硝酸盐污染在全世界较为普遍，尤其是近30年来，地下水中硝酸盐浓度具有逐年上升的趋势[1]. 原国土资源部2015年发布的区域尺度地下水污染调查结果显示，地下水污染物三氮污染总超标率为9.5%. 京津冀地区以地下水为主要供水水源，地下水硝酸盐污染现状更是不容忽视，以北京市为例，近20年地下水平均埋深为3～6 m的硝酸盐超标率为81%，6～20 m的硝酸盐超标率为46%，70～100 m的硝酸盐超标率为24%，120～200 m的硝酸盐超标率为14%[2]. 地下水具有一定的自净能力，其中净化硝酸盐的主要机制为反硝化作用，反硝化作用越强，地下水中硝酸盐的自净能力越强[3]. 因此，准确确定含水层中反硝化作用强度，可为地下水硝酸盐污染风险管控和修复提供重要理论依据.

反硝化作用强度可由反硝化速率或反硝化潜力表征[4]，区别在于后者表示在添加外源硝酸盐条件下单位时间内的硝酸盐净减量[5]. 目前，含水层反硝化强度研究大多通过培养或模拟含水层材料等室内试验实现，且以反硝化潜力测定为主[6-9]. 室内试验易创造严格的厌氧环境而使反硝化强度被高估[10-11]，微生物是反硝化作用真正的执行者[12-13]，其活性受多种环境因素尤其是有机碳含量和反硝化酶的影响[14-15]. 野外试验能够充分考虑反硝化细菌存在于含水层孔隙介质中的特征，以及含水层中生物地球化学性质存在非均质性，因此得到的含水层反硝化速率结果更接近真实值[16-17]. 因此，应高度重视野外试验获取含水层反硝化速率的方法研究.

目前野外反硝化速率测定以地下水井抽注试验为主[17-21]，通过对比NO3--N消耗过程与Br-、SF6等普通示踪剂穿透曲线之间的关系[22-24]，或利用15N同位素示踪法计算反硝化产物速率等方式[7]得到反硝化强度值. 两种方法计算精度不同，一般15N同位素示踪法高于Br-和SF6示踪法. 野外抽注试验测定方法缺点是容易忽略含水层中存在的稀释、平流和弥散等物理过程，使得反硝化速率被低估[3]. 总的来说，通过野外试验测定反硝化速率的研究相对较少，由于野外场地水文地质条件、三氮迁移转化过程和水文地球化学环境的复杂性和不确定性，通过原位试验测定和计算含水层反硝化速率的方法还不够成熟和准确，有待于深入探索[25].

北京潮白河密怀顺水源区是北京市最大的地下水供水水源地，区内分布有水源八厂、怀柔应急水源地、潮怀水源地、引潮入城水源地，以及顺义第一、第二、第三水源地和各村镇集中供水水源地[26]. 该区存在集中工业园区、农业、垃圾填埋场、加油站、再生水回灌等七大典型污染源，也是南水北调重要回补区及海绵城市重要试点区. 目前，潮白河冲洪积扇区域含水层反硝化速率测定研究较少. 因此，该文选取潮白河冲洪积扇中部的中国环境科学研究院地下水创新野外基地作为研究区，在添加外源硝酸盐条件下，采用野外原位单井抽注法和15N同位素示踪法测定含水层反硝化速率，以期为地下水硝酸盐污染修复及风险管控提供关键的理论支撑数据.

1 研究区概况及研究方法

1.1 研究区概况

研究区位于北京市潮白河冲洪积扇中部，顺义区赵全营镇白庙村南，中国环境科学研究院地下水创新野外基地院内(见图1). 该研究区地势平坦，海拔38～50 m，属暖温带半湿润大陆性季风气候，2001—2017年平均降水量573.16 mm，超过70%的降水发生在5—9月的雨季. 该基地东部有小中河，西部有方氏渠、白浪河、牤牛河、三号线排灌渠. 含水层主要由砂、砾石、卵石组成，从北往南颗粒由粗变细，含水层由单层变多层[27]. 根据研究区勘查资料可知，2017年该基地潜水水位埋深20.6～26.0 m，含水层厚度约1.4～5.5 m，含水层介质以第四纪沉积的粉细砂为主，局部夹有砂质粉土、黏质粉土和粉质黏土. 潜水由西北向东南方向流动. 根据笔者所在课题组于2016年5月对研究区周边21个潜水样测试分析可知，硝酸盐氮最大超标倍数为1.11倍，超标率为42.86%[28]. 该基地主要受到区内原垃圾填埋场坑塘渗滤液下渗影响，其地下水ρ(NH4-N)超标，最高超过GB/T 14848—1993《地下水质量标准》Ⅲ类标准限值的11倍，但硝酸盐氮含量未超标，2013年和2014年平均值为2.02 mg/L[29].

图1 研究区及试验点位置Fig.1 Location of the study area and testing points

2017年8月，采用Power Probe钻机(9500-VTR，美国AMS公司)在该基地内沿地下水流向建成3口地下水试验井，编号依次为1#、2#、3#(见图1). 由钻孔柱状图(见图2)可知，3口试验井结构从地表向下依次为填土、粉质黏土与砂质黏土互层、粉细砂夹砂质粉土或粉质黏土、粉质黏土. 含水层厚度3.2～3.7 m，平均井间距约20 m，井深31.2～32.7 m，滤管埋深约25.0～30.4 m，滤管长度在4.2～4.7 m之间.

图2 试验井钻孔柱状示意Fig.2 Test borehole columnar section

1.2 研究方法

1.2.1基本参数测定

根据《地下水环境监测技术规范》《建设用地土壤污染风险管控和修复监测技术导则》(HJ 25.2—2019)，利用潜水泵对3口试验井进行洗井，洗井抽出水量在井内水体积的3～5倍时，在现场使用便携式水质测定仪对出水进行测定，pH连续3次测定的变化在±0.1 pH以内结束洗井. 静置48 h后，从3口试验井中分别采集500 mL地下水样，委托北京中科英曼环境检测研究中心测定pH、ρ(DO)、ρ(TOC) (TOC为总有机碳)、Eh(氧化还原电位)、ρ(NH4-N)、ρ(NO3-N)、ρ(NO2-N)、ρ(Br-)等. 钻孔过程中采集约 1 000 g含水介质直接装入密封袋中，用封口膜密封，委托山西省农业科学院农业环境与资源研究所测定含水介质土粒密度、颗粒分析等物理参数. 参照GB 14848—2017《地下水质量标准》等相关标准和测定规范，pH采用玻璃电极法测定，ρ(DO)采用电化学探头法测定，Eh采用电位法测定，ρ(TOC)采用燃烧氧化-非分散红外吸收法测定，ρ(NH4-N)采用紫外分光光度法测定，ρ(NO2-N)、ρ(NO3-N)和ρ(Br-)均采用离子色谱法测定，土粒密度采用比重瓶法测定，颗粒分析采用比重计法测定.

1.2.2野外原位抽注原理

野外原位抽注试验设备和过程见图3，即从试验井中抽出一定量地下水，并加入一种或多种示踪剂(如Br-、Cl-或15N)和外源硝酸盐溶剂，充分搅拌混合均匀后再次通过试验井过滤管向含水层中注入，注入时测试溶液在含水层中以注入井为中心，呈辐射状向外运移，空间上形成一个圆柱体. 假设硝酸盐溶剂在含水层中发生反硝化作用，经过一段时间混合反应后，再从相同的井中抽出测试溶液和地下水的混合液，将水样进行部分氦气置换后放到平衡振荡器中，用集气袋收集反硝化反应气体产物[18].

注： 1表示将地下水抽出到储水箱的过程； 2表示加入同位素标记的KNO3(15N)和KBr药剂； 3表示向储水箱中注入N2； 4表示将储水箱中的井水混合溶液注入地下水井； 5表示再次抽出地下水进行采样； 6表示将水样进行部分氦气置换后放到平衡振荡器中；7表示用集气袋收集反硝化反应气体产物. Ⅰ表示混合溶液小范围扩散至含水层地下水中； Ⅱ表示混合溶液进入含水层地下水的范围进一步扩大； Ⅲ表示不受混合溶液影响区域. 图3 野外原位注抽试验技术原理Fig.3 Schematic diagram of in-situ pumpinginjecting test

试验结束后，分别测定地下水样中示踪剂(如Br-、Cl-、NO3-/Br-、NO3-/Cl-或15N)质量浓度、残留反应物(NO3-)质量浓度以及可能产物(如NO2-、NO或N2O、N2)质量浓度，绘制各类物质浓度穿透曲线(见图4)，表征含水层反硝化反应过程.

注： C0为注入时初始测试溶液浓度； C为注入一段时间后测试溶液和地下水混合溶液的浓度.图4 单井处示踪剂、反应物和生成物的标准浓度穿透曲线Fig.4 Concentration breakthrough curve of tracers, reactants and products in the singe well

1.2.3野外原位抽注试验步骤

1.2.3.1试验器材与药品

1 000 mL贝勒管3个(AQUA，美国)；潜水泵(吉奥特，美国)1个；30 L容量方形塑料桶2个；KNO3(15N)和KBr药剂各1瓶；氮气瓶(带皮管)1个；100 mL顶空瓶10个；10 mL注射器10个(配1 mL的针头)；PVC采样瓶100个；直径为0.5 cm橡皮管3根；铝箔集气袋50个；5 L量杯6个；氦气瓶1个；绳子3根；平衡振荡器(BS-1E，常州国华电器有限公司)；气体稳定同位素比质谱仪(Isoprime-100，英国).

1.2.3.2试验步骤

a) 抽出阶段. 采用10 cm口径潜水泵抽取地下水30 L，置于顶端开两孔的方形塑料桶中. 将抽出井水分别加入20 mg/L KNO3(以15N计)和20 mg/L KBr药剂. 塑料桶上方一孔接入氮气瓶等孔径橡皮管，水下注入N2约20 min，用于搅拌混匀试剂并去除水中DO，另一孔排出桶内多余气体.

b) 注入阶段. 将橡皮管一端置于塑料桶混合溶液底部，另一端置于试验井下27.5 m处，利用虹吸作用将搅拌好的混合溶液缓慢注入到井下27.5 m处，用时约30 min.

c) 取样测试阶段. 将30 L混合溶液注入完成后，利用贝勒管立即取样一次，随后原则上白天每3 h取样一次，夜晚每6 h取样一次. 含水层中反硝化速率最高值一般发生在注入试验溶液后24 h内[17]，因此该次试验持续时间设置为24 h. 取样时间根据实际操作情况微作调整. PVC采样瓶采集3瓶 500 mL平行水样(4 ℃保存)用于Br-、NO3-N等常规指标检测. 100 mL顶空瓶采集水样10瓶，用于反硝化气体产物提取，采样瓶装满后要继续加水样至瓶口呈水面张力状态，保证加盖保存后采样瓶中无气泡，排除外界气体干扰. 通过装有10 mL氦气的注射器分两次置换出反硝化反应装置中同等体积的水样. 将装有反应水样的顶空瓶置于20 ℃平衡振荡器中振荡2 h，静置30 min后，利用注射器分别收集每个顶空瓶上层气体各12 mL并注入集气袋中. Firestone等[30]认为在反硝化作用过程中，随着NO3-、NO2-及DO质量浓度的升高，N2O较N2产生的可能性增加. 因此，集气袋中很可能是N2O+N2的混合气体. 将集气袋送至中国农业科学院环境稳定同位素实验室，用ISOPRIME公司生产的Trace-Gas气体样品浓缩系统结合连接的Isoprime-100质谱仪测定15N2O-N+15N2-N浓度. 采用USGS32、USGS34、USGS35为标样，用两点校正的方法对所测定的气体进行校正，外精度为N2O (d15N)≤0.50‰.

1.2.4反硝化速率计算方法

反硝化作用是指在厌氧条件下细菌将硝酸盐中的氮通过一系列中间产物(NO2-、NO、N2O)还原为N2的生物化学过程. 反硝化过程为NO3-→NO2-→NO→N2O→N2. 通常反应式可表达为5C+4NO3-+2H2O=2N2+4HCO3-+CO2[7]. 含水层中不同反硝化阶段的反硝化速率是不同的. 根据国内外研究进展可提出以下两点假设：①假设含水层中的最大反硝化速率存在于某一反应“热点”时段内，受各类电子供体浓度及微生物适应时间的影响；②假设试验过程中反硝化反应物浓度降低速率最快的时间段内的速率值最接近含水层中的最大反硝化速率[31]. 因此，将反硝化过程中ρ(NO3-N)下降最快的时间段作为计算时段，采用15N同位素示踪法计算含水层反硝化速率〔见式(1)〕[32].

式中：Rdef为含水层反硝化速率，μg/(kg·d)；M(15N2O-N)+M(15N2-N)为反硝化反应后单位体积水中含有的产物N2O和(或)N2的总质量，μg；Fdil为反硝化反应物(或产物)浓度校正系数；DMS为单位体积含水介质的干质量，kg；T为反硝化反应时间，d.

为降低含水层中稀释弥散作用对反硝化作用的影响，通过ρ(Br-)对产物的实际浓度进行校正. 因此，实际反硝化作用的产物浓度为实测浓度与校正系数的乘积.Fdil计算公式：

Fdil=[Br-]ti[Br-]tj

(2)

式中：[Br-]ti为前期i时刻的ρ(Br-)，mg/L；[Br-]tj为后期j时刻的ρ(Br-)，mg/L.

示踪惰性离子Br-回收率用RBr表征，计算公式：

RBr=[Br-]t[Br-]t0

(3)

式中：RBr为Br-回收率，%；[Br-]t为t时刻的ρ(Br-)，mg/L；[Br-]t0为初始时刻的ρ(Br-)，mg/L.

15N标记物最低检测线为反硝化气体产物15N2O-N+15N2-N 与顶空瓶中15N2自然丰度的最小总量，应确保29N2/28N2满足式(4)[32]：

rsa-rst≥3×sdrst

(4)

式中，rsa和rst分别为样品和标准值中29N2/28N2的比值，sdrst为平行样rst的标准偏差.rst值可通过同位素质谱仪测试平行样得到. 该研究中，反硝化气体产物15N2O-N+15N2-N最低检测线为15～25 μg/kg(以N计).

2 结果与讨论

2.1 基本参数和指标测定结果

试验井含水介质理化性质和地球化学环境指标测试结果见表1. 由表1可见：含水层处于弱碱性和还原环境；ρ(NH4+-N)在1.23～1.68 mg/L之间，平均值为1.48 mg/L；ρ(NO2-N)在0.018 9～0.023 4 mg/L之间，平均值为0.022 1 mg/L；ρ(NO3-N)在2.02～3.42 mg/L之间，平均值为2.77 mg/L；ρ(Br-)在3.32～4.31 mg/L之间，平均值为3.84 mg/L；含水介质土粒密度在2.41～2.67 g/cm3之间，平均值为2.53 g/cm3. 这些参数和指标为反硝化速率计算和分析提供了必要支撑.

2.2 反硝化速率测定结果

表1 含水介质理化性质和地球化学环境指标测试结果

2017年9月3—5日在基地的3口试验井开展野外原位抽注试验. 反硝化作用产物15N2O-N+15N2-N测定达到其最低检测线，并符合质控要求. 表2为3口试验井中取样时间与抽注后各监测指标浓度值.

图5为根据表2绘制的示踪剂Br-、反应物残留物NO3-和生成物15N2O-N+15N2-N浓度穿透曲线. 由图5可见，3口试验井中反硝化过程相似. 试验井中注入含有KNO3与KBr的井水混合溶液后，含水层中ρ(NO3-)与ρ(Br-)均先快速升高. 惰性示踪离子Br-回收率(C/C0)的变化情况可以反映混合溶液的扩散情况. 注入约3 h，惰性示踪离子Br-回收率(C/C0)约为69%～78%，随后逐渐升高；注入约12 h(1#和3#试验井)或15 h(2#试验井)达到最高，Br-回收率为79%～96%，扩散相对均匀稳定；之后Br-回收率逐渐降低，至24 h约为55%. 在12～18 h内NO3-消耗速率最大，ρ(NO3-)显著降低，相应气体生成物浓度最高，生成物到达峰值的时间一般滞后于示踪剂和残留物到达峰值的时间. 18～24 h内，Br-与NO3-消耗速率趋于稳定.

试验过程中，ρ(Br-)始终高于ρ(NO3-)，可用于校正地下水的稀释弥散作用. 由于示踪剂、残留物和生成物都受到含水层稀释作用影响，因此C/C0小于1.

表2 试验井中不同时间抽注水量和各物质浓度

图5 试验井中示踪剂、残留物和生成物的浓度穿透曲线Fig.5 Concentration breakthrough curve of tracers, residues and products in the test wells

根据式(2)计算，3口试验井稀释校正系数分别为1.27、1.31和1.21.

表3显示了试验井反硝化速率计算过程与结果，含水层中ρ(NO3-N)下降最快的时段为06:00—09:00或09:00—12:00，以粉细砂为主要含水介质，埋深26～28 m的潜水含水层中，反硝化速率处于349.52～562.99 μg/(kg·d)(以N计，下同)之间，平均值为450.31 μg/(kg·d).

2.3 合理性分析

该研究是潮白河冲洪积扇原位测定含水层反硝化速率的探索性研究，相同研究区采用野外试验测定含水层反硝化速率可参考的研究成果较少. 因此，该文选择与研究区含水介质、采样深度和硝酸盐背景值近似的国外案例(见表4)[3]进行对比，初步评估该研究测定结果的合理性. 从表4可以看出，大多含水介质中的反硝化速率处于10-1～102μg/(kg·d) (以N计)量级范围内，其中砂壤土和壤砂土为1～330 μg/(kg·d),砂为190～3 100 μg/(kg·d). 另外，反硝化强度在地下水ρ(DO)为0.2～2 mg/L(见表1)的厌氧环境下最为强烈，且反硝化速率沿含水层垂向上先逐渐增大后大幅减小，在某深度(20～30 m)处存在峰值，峰值范围在1.4～470 μg/(kg·d)之间[3]. 因此，综合含水介质、ρ(DO)和取样深度等因素初步评估，测定的反硝化速率处于合理区间.

表3 试验井反硝化速率计算过程与结果

表4 野外抽注试验测定的地下水反硝化速率[3]

2.4 不确定分析

该研究中含水层反硝化速率测定结果具有一定的不确定性，主要体现在三方面：①根据含水层反硝化速率计算方法可知，该结果是通过反硝化作用产物N2O和N2进行反算而得，但忽略了中间产物NO2-和NO，这样可能导致反硝化强度被低估[24]. ②该研究采用的抽注试验是以贝勒管作为地下水取样阶段的主要工具，未实现无扰动或微扰动采样条件，可能导致部分气体生成物散逸，造成反硝化强度被低估. 同时，N2O收集方法、操作规范程度以及产物N2和空气中N2的区分情况也均可能影响计算结果[3,25]. ③该试验未考虑在研究区地下水流速下，反硝化微生物对于外加硝酸盐溶液的适应能力，白天每3 h和夜晚每6 h一次的采样频率可能导致不能准确判定生成物浓度增加速率最大的时段.

3 结论

a) 该研究建立了一种基于野外原位试验和同位素技术的含水层反硝化速率测定方法，综合体现了研究区实际水文地质条件和水文地球化学环境对反硝化作用的影响，并充分考虑了硝酸盐在含水层中受到稀释弥散作用对反硝化速率的影响，提高了计算结果精度.

b) 北京潮白河冲洪积扇中部某地地下26～28 m处于还原环境，含水层中ρ(NH4-N)平均值为1.48 mgL，ρ(NO3-N)平均值为2.77 mgL，反硝化速率在349.52～562.99 μg(kg·d)之间，平均值为450.31 μg(kg·d). 通过与研究区含水介质、采样深度和硝酸盐背景值相似的国外案例进行对比研究，初步评估该试验测定的反硝化速率处于合理区间. 但忽略中间产物NO2-和NO的计算方法、扰动采样方法、N2O的操作规范程度、采样频率，导致测试结果具有一定的不确定性.

c) 测定结果可为潮白河密怀顺水源区地下水硝酸盐污染风险防控和修复提供重要参数. 含水层反硝化速率的精确定量研究对于京津冀地下水污染防治、保持全球氮循环动态平衡具有重要意义.