【技术交流】地下水生物修复专题 | 典型离子型稀土矿区氮污染地下水原位微生物修复技术研究|微生物_新浪财经

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典型离子型稀土矿区氮污染地下水原位微生物

修复技术研究

韩奕彤1,2，罗育池1,2*，王　刚1,2，刘　畅1,2，宋宝德1,2，秘昭旭1,2，王先稳1,2

1. 广东省环境科学研究院，广东广州　510045

2. 粤港澳环境质量协同创新联合实验室，广东广州　510045

摘要：针对离子型稀土矿区地下水高浓度氮污染，选择广东某离子型稀土矿历史遗留开采区作为试验场地，采用曝气-注液一体化装置，通过间歇性曝气以及微生物菌剂、零价铁、碱剂注液，开展原位硝化、硝化修复试验。结果表明：原位曝气注碱有效改善了离子型稀土矿区地下水水化学条件，使DO 浓度≥2 mg/L、pH 提至7~8，为微生物生长代谢创造有利条件，单次曝气增氧和碱剂注射的有效作用时间分别约为3 和7 d。通过间歇性曝气注液可动态调节地下水好氧/厌氧条件，实现同区域地下水硝化和反硝化反应的原位转换，逐步去除地下水中的氮污染。经过多轮次注射后，NH4+-N 浓度最低降至0.27 mg/L，最大去除率为99.5%，TN 最大去除率为76.7%，可达到GB/T 14848−2017《地下水质量标准》Ⅲ类水质修复目标。研究显示，原位微生物修复技术能够有效修复离子型稀土矿区氮污染地下水，实际应用中应当采用间歇性曝气注液与多轮次注射的方式，以实现地下水水质稳定达标。

关键词：离子型稀土矿区；地下水；氮污染；原位注射；微生物修复

我国是世界上稀土资源最丰富的国家，离子型稀土资源占世界同类资源的90%，主要分布在江西、广东等南方省份[1]。离子型稀土矿开采过程中大量使用铵盐浸矿剂，使吸附在黏土矿物表面的稀土阳离子被化学性质更活泼的NH4+交换解析进入溶液，并进一步收集提炼[2]。浸矿反应完成后，大量铵盐残留在矿体土壤中成为氮汇，并持续渗滤释放，造成了矿区地下水酸化以及氨氮、硝酸盐氮浓度剧增，可达数十甚至数百mg/L[3]，远超GB/T 14848—2017《地下水质量标准》[4]Ⅲ类标准限值，对矿山及周边地下水和生态安全构成极大威胁[5]。由于长期过度无序的开采状态、粗放的生产经营方式、落后的生产工艺，使得离子型稀土矿区地下水氮污染成为我国典型的地下水污染问题[6]。

目前，离子型稀土矿区地下水污染修复主要通过传统抽出处理技术进行末端治理[7]，但是该技术对于矿区弱渗透性含水层适用性较差，并且由于土壤介质中大量吸附态氨氮的持续溶解释放，易出现污染拖尾和反弹。相较而言，原位微生物修复是最有潜力的地下水脱氮技术[8-10]，已有大量室内研究证实利用微生物的好氧硝化、厌氧反硝化作用可将地下水中的氨氮、硝酸盐氮逐步转化为氮气[11]。例如，杨应钊等[12]通过分层填充构建了由好氧沸石层和铁厌氧层组成的柱实验装置，研究表明出水中氨氮去除率可达99.9%，硝酸盐氮浓度低于20 mg/L。侯国华[13]开展了吸附、硝化、反硝化分区反应试验研究，结果表明连续运行328 d，氨氮去除率基本保持在90%以上。然而，关于该技术在离子型稀土矿区的场地研究和应用案例目前鲜见报道，该技术在矿区的适用性和修复效果尚不明确。不同于室内实验中较为理想的条件，离子型稀土矿区地下水环境特殊，酸化、低氧、贫营养等因素不利于微生物的生长代谢，如何改善矿区地下水水化学条件，保证脱氮功能菌的降解活性是该技术应用的关键[14-15]。此外，由于硝化与反硝化反应所需的氧化还原条件不同，如何在实际地下水系统中原位转换好氧/厌氧条件，调控硝化和反硝化作用，实现氨氮、硝酸盐氮的同步修复也需要进一步探索。

本研究选取广东省某离子型稀土矿历史遗留开采区，布设原位高压注射井，通过间歇曝气以及碱剂注液调节地下水溶解氧(DO)浓度和pH，动态调控地下水好氧/厌氧条件，并结合微生物菌剂和零价铁注射，开展原位硝化、反硝化修复试验。重点分析注液曝气对地下水DO浓度、pH的影响，评估地下水氮素浓度的变化特征和去除效果，以期为离子型稀土矿地下水氮污染原位修复提供参考。

1. 试验场地与研究方法

1.1 试验场地概况

1.1.1 基本情况

该污染场地为广东省某历史遗留的离子型稀土矿开采区，面积约0.1 km2。本次研究选取场地中水文地质条件、地下水污染特征相近的2个区域A、B作为试验区(简称“A区和B区”)，开展原位微生物修复试验，A区、B区面积均约为120 m2〔见图1(a)〕。

1.1.2 水文地质条件

该污染场地地下水类型主要为松散岩类孔隙水和块状岩类裂隙水。松散岩类孔隙水含水层岩性为粉质黏土、砂质黏性土，富水性贫乏，块状岩类裂隙水赋存于强风化花岗岩中，富水性较好，是区内主要含水层。区域水文地质剖面图如图1(b)所示，A区、B区地下水埋深为13.0~15.7 m，含水层厚度为24.6~17.1 m，渗透系数为1.74~3.61×10−5 cm/s，地下水主要接受大气降水补给，径流方向为从西北向东南方向径流。

1.1.3 地下水污染特征

该污染场地位于地下水水源涵养区，水质目标为GB/T 14848—2017《地下水质量标准》Ⅲ类，受稀土开采活动影响，场地内地下水潜水层污染严重，地下水pH最低为4.58，NH4+-N和NO3−-N最高浓度分别为97.38、51.35 mg/L。A区、B区地下水水质指标检测结果如表1所示。由表1可见，地下水pH、NH4+-N和NO3−-N浓度均超标，分别为4.58~5.10、43.00~59.70 mg/L、30.30~47.20 mg/L。土壤中NH4+-N含量为1.80~149.00 mg/kg，主要富集于10.5~13.5 m深度处，NO3−-N含量则较低，为0.13~13.40 mg/kg。

1.2 试验方法

1.2.1 原位注射井布设

原位注射井沿垂直地下水流向方向布设，A区、B区内均布设2排共40口注射井，单排注射井井间距为1 m，排间距2 m，相邻排井之间错位0.5 m(见图2)。注射井钻孔为Φ300 mm，井管采用Φ110 mm的PVC管材，由底部不密封、管壁可滤水的筛管、上部延伸至地表的实管组成，井深根据修复目标层位设计为24 m，筛管位置始终低于地下水水位，长度约为8 m。A区、B区内各布设1口监测井，位于2排注射排井之间，与上、下游排井间隔均为1 m。监测井建设按照HJ 164—2020《地下水环境监测技术规范》[16]相关要求进行，管径为Φ110 mm，井深25 m。

1.2.2 原位注入系统

试验采用曝气-注液一体化装置进行原位注射工作，主要包括3个部分，分别为供气系统、配液系统、注液系统，如图3所示。供气系统通过空压机、气体过滤罐以及流量计为微生物修复提供氧气；配液系统由修复剂储罐、水箱、配液箱以及pH计组成，可按照适当比例混合修复剂，以达到微生物降解最佳反应条件；注液系统包括注液泵和压力计，通过高压注射，增大影响半径。

1.2.3 原位修复试验方法

根据室内实验结果，微生物硝化、反硝化最佳pH条件为7~8，好氧硝化的最佳DO浓度为≥2 mg/L，反硝化作用主要发生于DO浓度≤2 mg/L的厌氧或兼性厌氧条件。考虑到试验区DO浓度低、pH偏酸性的地下水条件，试验过程中首先分别利用曝气增氧和碱剂(NaOH与NaHCO3质量比为1∶20)注射，提高地下水DO浓度和pH，形成适宜微生物硝化反应的中性好氧环境。在此基础上，开展微生物菌剂和微纳米零价铁原位注射，投加量分别为20、2 kg/口，通过曝气注碱启动好氧硝化反应，将NH4+-N转化为NO3−-N。待DO消耗至浓度不足2 mg/L时，转换为反硝化反应，将NO3−-N转化为N2。注射压力为1.5 MPa，注射流量为300 L/h，可满足本试验场地曝气注液需求。试验所采用菌剂经矿区周边某污水处理厂二沉池污泥驯化扩培而来，培养过程中污泥与水按照质量比1∶3混合，加入(NH4)2SO4、KH2PO4、MgSO4、FeSO4、ZnSO4、MnCl2、CuSO4、Na2MoO4、C6H12O6、NaHCO3等培养基组分，采用100 m3/h鼓风机进行搅拌和曝气，待菌泥中脱氮功能菌含量>107 CFU/g后备用，驯化周期约10 d。试验所选用的零价铁为微米级到纳米级，用于增强酶的活性，强化微生物脱氮作用[17-18]，并通过与H2O反应产生H2，介导微生物氢自养反硝化反应，提高脱氮效率[19]。试验中通过间歇性曝气动态调控地下水好氧/厌氧条件，逐步去除NH4+-N、NO3−-N。注射分为第1~10天、第21~30天共2轮20 d，期间A区累计曝气约3 000 min、注射碱剂约1 200 kg，B区累计曝气注碱量为A区的2倍，系统运行监测周期为70 d。

1.2.4 采样与分析方法

为动态监测试点区域地下水水质变化情况，定期开展地下水采样监测，洗井与采样方法参照HJ 164—2020《地下水环境监测技术规范》[16]相关要求进行，所用设备为电动潜水采样泵(Redi-Flo2，Geotech Environmental Equipment, Inc.，美国)，洗井体积为3倍井体积，采集井管底部新鲜回补的地下水。地下水DO浓度、pH采用多参数水质分析仪(SX836，上海三信仪表厂)监测，地下水NH4+-N、NO3−-N、NO2−-N浓度采用多参数水质分析仪(MeaChemBox，深圳市朗诚科技股份有限公司)便携式快速检测设备进行现场分析，并结合实验室紫外-可见光分光光度计(UV1050，上海天美仪器有限公司)等仪器进行精准分析。为评估注射前后地下水微生物群落特征，采集注射井中地下水样品，经0.22 μm滤膜过滤后，滤样采用平板计数法分析微生物数量。样品的微生物高通量测序由百迈客生物科技有限公司进行，并在百迈克生物云计算平台进行数据分析，具体为基于Illumina NovaSeq测序平台，利用双末端测序(Paired-End)的方法，构建小片段文库进行测序，通过对Reads拼接过滤，聚类或去噪，利用QIIME2软件进行物种注释及丰度分析[20]，并根据功能注释数据库，进行FAPROTAX功能基因预测[21]。数据统计分析与绘图使用Excel、Surfer和OriginPro等软件。

2. 结果与讨论

2.1 注射影响半径

试验注射包括曝气和注液2个过程，为评估其影响半径，针对试验区监测井上游注射井开展曝气注液，曝气时间为6 min，碱剂注射量为6 kg，并对该注入井及其周边点位地下水水质参数进行监测，采用空间插值法分析注射区地下水不同时间DO浓度、pH的扩散情况，结果如图4所示。由图4可知，曝气前，地下水DO平均浓度为1.68 mg/L，pH平均为5.54，处于偏酸缺氧环境。曝气后5 h，注入井中DO浓度、pH分别达到6.93 mg/L、9.09，周边监测点位DO浓度、pH均显著上升，单井注射影响半径约为3 m，表明曝气注液能够有效提高地下水DO浓度、pH。曝气后20 h，DO快速消散，注入井中浓度降至4.01 mg/L，DO浓度>2 mg/L的有效半径约为2 m，碱剂则在水流作用下向下游及两侧扩散，注入井中地下水pH为8.43，pH为7~8的有效半径约为1.5 m，因此注射井采用1 m的布设间距能够确保试验区地下水均满足微生物最佳反应条件。

2.2 单次注射地下水水质变化

对试验区40口注射井开展一轮次曝气以及碱剂、微生物菌剂、零价铁注液，经过7 d的运行观测，监测井中地下水DO浓度、pH的变化情况如图5所示。曝气后5 h，DO浓度为6.62 mg/L，可保持好氧条件约3 d。元妙新等[22]通过搭建的曝气装置研究了空气曝气后水中DO浓度的变化情况，DO最高浓度为6.7 mg/L，与本试验相当，其持续作用时间(3~4 h)远低于本试验，主要原因为地下水与包气带空气的交互作用使其具有一定浓度的DO[23]，同时实际地下水中溶质的运移扩散速度低于实验水体，延长了曝气增氧的有效时间。注射碱剂后5 h，地下水pH为8.29，在地下水扩散迁移以及酸性含水层介质的缓冲作用下，pH逐渐降低，碱剂单次注射有效时间约为7 d。

图6为单次注射后地下水氮素浓度的变化情况，注射后1 d，地下水NH4+-N浓度显著降低，从51.35 mg/L降至11.95 mg/L，而NO3−-N浓度从38.75 mg/L升至86.65 mg/L，指示了硝化作用的发生；TN浓度则由90.29 mg/L升至98.75 mg/L，表明存在地下水氮素污染补给。随着DO的消耗，含水层转为缺氧环境，地下水中发生了反硝化脱氮，NO3−-N与TN浓度均有所降低。运行6 d后，NH4+-N浓度回升至49.4 mg/L，NO3−-N浓度逐渐降至36.5 mg/L，与初始浓度相当。污染物浓度反弹的主要原因在于，注射后地下水中NH4+-N浓度降低，与周边高浓度污染地下水产生浓度差，在弥散作用下注射区地下水氮污染负荷有所增加[22]，此外土壤和含水层介质中吸附态NH4+-N的溶解和迁移[24]，使得注射区地下水污染物浓度恢复至注射前的状态。试验结果表明，原位曝气注液能够降低地下水中的氮污染，但是单次注射无法实现污染的完全去除。

2.3 多轮次注射地下水水质变化

为进一步修复氮污染地下水，试验开展了多轮次原位注射，B区曝气时间和注射量设置为A区的2倍，图7显示了注射开始后70 d内地下水DO浓度和pH的变化情况。从图7(a)可以看出，A区、B区地下水DO浓度表现出了相同的变化规律，开展第1轮次注射的10 d期间，DO平均浓度从1.60 mg/L快速升至4.55 mg/L，第11~20天暂停注射，DO浓度则由于硝化反应的消耗快速降至0.87 mg/L。随后21~30 d第2轮次注射，DO浓度升至4.77 mg/L，而停止注射后，地下水DO平均浓度降至1.20 mg/L，表明曝气增氧只能维持短期的好氧环境，加之硝化反应对DO的快速消耗，实际应用中需根据污染修复目标反复多轮次曝气。在碱剂多轮次注射后，地下水pH最高升为8.38，运行第70天后B区仍保持中性条件，pH为7.27，高于A区(6.07)〔见图7(b)〕。表明碱剂注射量的增加则能够提高地下水pH并延长有效时间，随着酸性含水层介质和地下水逐渐被中和，碱剂的注射量和注射频次可以适当降低。

修复过程中A区、B区地下水氮素浓度变化情况如图8所示。注射期间地下水以硝化作用为主导，NH4+-N浓度降低，NO3−-N浓度上升；暂停注射后地下水以反硝化作用为主导，NH4+-N浓度基本稳定，NO3−-N浓度下降。运行第50天后，A区地下水TN去除率达到最高，为53.6%。运行第70天后，NH4+-N、NO3−-N、NO2−-N浓度分别反弹至30.60、41.3、3.34 mg/L，TN去除率降为24.8%。B区注射后地下水NH4+-N浓度从59.70 mg/L降至0.27 mg/L，达到GB/T 14848—2017《地下水质量标准》Ⅲ类标准限值，去除率达到99.5%。运行第70天后，NH4+-N、NO3−-N、NO2−-N浓度分别稳定在10.87、10.10、0.05 mg/L，NO3−-N、NO2−-N浓度均小于GB/T 14848—2017 Ⅲ类标准限值，TN去除率为76.7%。多轮次注射试验结果表明，间歇性注射能够动态调节地下水好氧/厌氧条件，实现同区域地下水硝化和反硝化反应的原位转换，将NH4+-N转化为NO3−-N，再将NO3−-N转化为N2，分步去除地下水氮污染。对比试验区A、B的修复效果，表明随着曝气注射量的增加，地下水氮污染的去除率提高，最佳修复效果可达GB/T 14848—2017 Ⅲ类水质修复目标。

2.4 微生物群落结构特征

离子型稀土矿区污染地下水中土著微生物数量较少，多轮次微生物菌剂等修复剂注射和曝气增氧使得试验区含水层微生物数量呈指数增加，其变化情况如图9(a)所示。注射前，A区、B区微生物菌落总数约为7.9×103~1.2×104 CFU/g，注射后菌落总数变为约2.9×106~1.1×107 CFU/g。图9(b)~(f)显示了微生物群落结构与功能基因分析结果。注射前，试验区地下水中的微生物多属于厚壁菌门(Firmicutes)、变形菌门(Proteobacteria)、拟杆菌门(Bacteroidetes)，相对丰度为74.9%~79.3%，在属水平上无明显优势菌种，unclassified Arcobacteraceae、Proteiniclasticum、uncultured Clostridiales bacterium、Thauera等相对丰度略高，地下水氮转化功能菌相对丰度约为15%~20%，表明修复前地下水中已存在具有脱氮作用的土著微生物。注射后，地下水微生物种群中变形菌门、厚壁菌门、拟杆菌门相对丰度为93.6%~94.4%，另有少量绿弯菌门(Chloroflexi)、硝化螺旋菌门(Nitrospirota)，与李丹[25]从稀土矿区氨氮废水处理污泥中识别出的微生物群落特征相近。在属水平上，陶厄氏菌属(Thauera)较修复前相对丰度显著提高，为37.2%~42.5%，是具有反硝化能力且在好氧和厌氧条件下均能生长的菌种[26-27]，亚硝化单胞菌属(Nitrosomonas)的相对丰度为0.7%~3.8%，是主要的硝化菌[28]，unclassified Comamonadaceae(7.8%~9.1%)、Castellaniella(0.4%~17.8%)、Thiobacillus(1.6%~6.1%)、Pseudomonas(1.6%~6.2%)、Arenimonas(1.1%~3.8%)、Simplicispira(0.9%~1.1%)等大量菌种皆被证明具有反硝化性能[27,29-30]，表明注射后地下水中硝化与反硝化功能菌显著富集。微生物功能基因分析结果同样证实注射后氮转化功能菌相对丰度显著提高，且试验区B(38.7%)高于试验区A(31.1%)。微生物群落结构与功能基因分析结果表明，原位注射能够有效地增加地下水中微生物的数量，提高与氮转化相关的功能菌相对丰度，修复过程为注入菌剂和土著微生物的共同作用，但其中注入菌占据主导。

3. 结论

a) 原位曝气注射能够有效改善离子型稀土矿区地下水水化学条件，使DO浓度≥2 mg/L、pH提高至7~8，为微生物生长代谢创造有利条件，单次曝气增氧和碱剂注射的有效作用时间分别约为3和7 d。间歇性注射能够动态调节地下水好氧/厌氧条件，实现同区域地下水硝化和反硝化反应的原位转换，逐步去除地下水氮污染。

b) 原位注射能够有效增加地下水中微生物的数量，提高与氮转化相关的功能菌相对丰度，对矿区地下水氮污染具有较好的去除效果。随着曝气注射量的增加，地下水污染修复效果增强，NH4+-N浓度降至0.27 mg/L，最大去除率为99.5%，TN最大去除率为76.7%，可达GB/T 14848—2017《地下水质量标准》Ⅲ类水质目标。

c) 注射停止后，由于试验区内土壤中NH4+-N的解吸以及受周边污染地下水影响，地下水污染物浓度存在反弹现象。在后续研究中，将延长注射周期，开展持续跟踪监测，进一步研究原位微生物修复技术对矿区地下水氮污染的去除效果和持续作用时间，明确实现水质稳定达标的注射量和注射条件，为同类型污染场地修复应用提供参考。

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参考文献

[1] 曹毅,关锌.中国南方离子型稀土现状浅析[J].中国矿业,2016,25(11):60-62.

CAO Y,GUAN X.Analysis of situation of the southern ionic type rare-earth ore in China[J].China Mining Magazine,2016,25(11):60-62.

[2] 郭钟群,金解放,赵奎,等.离子吸附型稀土开采工艺与理论研究现状[J].稀土,2018,39(1):132-141.

GUO Z Q,JIN J F,ZHAO K,et al.Status of leaching technology and theory of ion adsorption type rare earth ores[J].Chinese Rare Earths,2018,39(1):132-141.

[3] 张雅妮,李瑞,李宇,等.离子型稀土浸矿崩塌堆积体地表产流和残留氨氮迁移特征[J].环境科学研究,2023,36(3):590-598. DOI: 10.13198/j.issn.1001-6929.2022.12.02

ZHANG Y N,LI R,LI Y,et al.Surface runoff generation and ammonia nitrogen migration from a typical ionic rare earth leaching collapsed debris deposits[J].Research of Environmental Sciences,2023,36(3):590-598. DOI: 10.13198/j.issn.1001-6929.2022.12.02

[4] 国家质量监督检验检疫总局,中国国家标准化管理委员会.地下水质量标准:GB/T 14848—2017[S].北京:中国标准出版社,2017.

[5] 师艳丽,张萌,姚娜,等.江西定南县离子型稀土尾矿周边水体氮污染状况与分布特征[J].环境科学研究,2020,33(1):94-103. DOI: 10.13198/j.issn.1001-6929.2019.07.20

SHI Y L,ZHANG M,YAO N,et al.Water pollution status and nitrogen pollution distribution patterns around ion-absorbed rare earth tailings of Dingnan, Jiangxi[J].Research of Environmental Sciences,2020,33(1):94-103. DOI: 10.13198/j.issn.1001-6929.2019.07.20

[6] 郑先坤,冯秀娟,陈哲,等.离子型稀土矿开采环境问题及废弃地修复治理研究进展[J].应用化工,2019,48(3):681-684.

ZHENG X K,FENG X J,CHEN Z,et al.Research progress on environmental problems of ionic rare earth mining and restoration of abandoned land[J].Applied Chemical Industry,2019,48(3):681-684.

[7] 朱健玲,赵学付,施展华,等.地下水抽出处理技术在离子型稀土矿山的工程应用[J].有色金属(冶炼部分),2022,02:60-68.

ZHU J L,ZHAO X F,SHI Z H,et al.Application of groundwater pumping treatment technology in ion-type rare earth mine[J].Nonferrous Metals (Extractive Metallurgy),2022,02:60-68.

[8] 晁韶良,郇环,周向同,等.包气带反硝化菌多样性和群落结构垂向分布规律与主控环境因子研究:以北京市潮白河冲洪积扇为例[J].环境科学研究,2023,36(7):1354-1367. DOI: 10.13198/j.issn.1001-6929.2023.05.12

CHAO S L,HUAN H,ZHOU X T,et al.Vertical distribution patterns and controlling environmental factors of denitrifying bacterial diversity and community structure in the vadose zone:a case study of Chaohe River slluvial fan in Beijing[J].Research of Environmental Sciences,2023,36(7):1354-1367. DOI: 10.13198/j.issn.1001-6929.2023.05.12

[9]

CHEN L P,WANG C Y,ZHANG C,et al.Eight-year performance evaluation of a field-scale zeolite permeable reactive barrier for the remediation of ammonium-contaminated groundwater[J].Applied Geochemistry,2022,143:105372. DOI: 10.1016/j.apgeochem.2022.105372

[10] 王俊杰,杨津津,李绍康,等.改性载体厌氧氨氧化生物膜在浅层地下水修复中脱氮效能的模拟研究[J].环境科学研究,2024,37(9):1965-1974. DOI: 10.13198/j.issn.1001-6929.2024.06.14

WANG J J,YANG J J,LI S K,et al.Simulation study of nitrogen removal efficiency of modified carrier anaerobic ammonia oxidation biofilm in shallow groundwater remediation[J].Research of Environmental Sciences,2024,37(9):1965-1974. DOI: 10.13198/j.issn.1001-6929.2024.06.14

[11] 董海良,蒋宏忱.地质微生物学[M].北京:高等教育出版社,2023:104-108.

[12] 杨应钊,刘菲,孔祥科,等.多介质渗透反应格栅中氨氮的转化与存在形态[J].环境工程学报,2013,7(8):2931-2936.

YANG Y Z,LIU F,KONG X K,et al.Transformation and existing form of ammonia-N in a multi-media permeable reactive barrier[J].Chinese Journal of Environmental Engineering,2013,7(8):2931-2936.

[13] 侯国华.傍河区地下水氨氮污染修复的PRB技术研究及工程有效性分析[D].北京:中国地质大学(北京),2014.

[14] 涂婷,王月,安达,等.赣南稀土矿区地下水污染现状、危害及处理技术与展望[J].环境工程技术学报,2017,7(6):691-699.

TU T,WANG Y,AN D,et al.Present situation,hazard and treatment technology of groundwater pollution in rare earth mining area of southern Jiangxi[J].Journal of Environmental Engineering Technology,2017,7(6):691-699.

[15] 李春.南方离子型稀土开采对矿区土壤特性及微生物群落的影响探究[D].赣州:江西理工大学,2022.

[16] 中华人民共和国生态环境部.地下水环境监测技术规范:HJ 164—2020[S].北京:中国环境科学出版社,2020.

[17]

LIU H B,CHEN Z H,GUAN Y N,et al.Role and application of iron in water treatment for nitrogen removal:a review[J].Chemosphere,2018,204:51-62. DOI: 10.1016/j.chemosphere.2018.04.019

[18] 陈红,谢静,成钰莹,等.零价铁强化生物硝化效能及机理研究[J].化工学报,2021,72(10):5372-5383.

CHEN H,XIE J,CHENG Y Y,et al.Study on performance and mechanism of enhanced biological nitrification by zero-valent iron[J].CIESC Journal,2021,72(10):5372-5383.

[19] 袁帅,肖椿,褚正虎,等.纳米零价铁耦合氢自养反硝化去除水中硝酸盐[J].中国给水排水,2019,35(15):43-47.

YUAN S,XIAO C,CHU Z H,et al.Nitrate removal by coupled nanoscale zero-valent iron and autohydrogenotrophic denitrifying bacteria[J].China Water & Wastewater,2019,35(15):43-47.

[20] 刘钢,王丽,温榛煌,等.梯度曝气A2O2-MBR工艺强化同步硝化反硝化效能[J].环境工程学报,2024,18(4):130-143.

LIU G,WANG L,WEN Z H,et al.Enhanced SND performance of step-wise aeration A2O2-MBR process[J].Chinese Journal of Environmental Engineering,2024,18(4):130-143.

[21] YAN D,XIA P,SONG X,et al.Community structure and functional diversity of epiphytic bacteria and planktonic bacteria on submerged macrophytes in Caohai Lake,Southwest of China[J].Annals of Microbiology,2019(69):933-944.

[22] 元妙新,占升,张欣,等.氧气微纳米气泡在地下水原位修复中的应用研究[J].环境工程技术学报,2022,12(4):1342-1349.

YUAN M X,ZHAN S,ZHANG X,et al.Research on the application of oxygen micro-nanobubbles in situ remediation of groundwater[J].Journal of Environmental Engineering Technology,2022,12(4):1342-1349.

[23] 李翔,杨天学,白顺果,等.地下水位波动对包气带中氮素运移影响规律的研究[J].农业环境科学学报,2013,32(12):2443-2450. DOI: 10.11654/jaes.2013.12.018

LI X,YANG T X,BAI S G,et al.The effects of groundwater table fluctuation on nitrogen migration in aeration zone[J].Journal of Agro-Environment Science,2013,32(12):2443-2450. DOI: 10.11654/jaes.2013.12.018

[24] 高震国,周铭,奚高胜,等.离子吸附型稀土矿区硫酸铵原位浸矿与淋洗过程的室内模拟[J].复旦学报(自然科学版),2024,63(1):134-142.

GAO Z G,ZHOU M,XI G S,et al.Indoor simulation of the in-situ ammonium sulphate leaching and rainwater leaching processes in the ion-adsorption rare earth mining area[J].Journal of Fudan University (Natural Science),2024,63(1):134-142.

[25] 李丹.稀土矿区低碳氨氮废水SBR短程硝化的应用研究[D].赣州:江西理工大学,2019.

[26] YANG N,ZHAN G Q,LI D P,et al.Complete nitrogen removal and electricity production in Thauera-dominated air-cathode single chambered microbial fuel cell[J].Chemical Engineering Journal,2019,356:506-515. DOI: 10.1016/j.cej.2018.08.161

[27] 赵静,付昆明,黄少伟,等.不同电子供体的部分自养反硝化研究进展[J].中国给水排水,2023,39(14):19-26.

ZHAO J,FU K M,HUANG S W,et al.Research progress of partial autotrophic denitrification with different electron donors[J].China Water & Wastewater,2023,39(14):19-26.

[28] HILL V R,KAHLER A M,JOTHIKUMAR N,et al.Multistate evaluation of an ultrafiltration-based procedure for simultaneous recovery of enteric microbes in 100-liter tap water samples[J].Applied and Environmental Microbiology,2007,73(13):4218-4225. DOI: 10.1128/AEM.02713-06

[29] 易宏学,李杰,王亚娥,等.具有铁氧化和好氧反硝化功能的Achromobacter denitrificans strain 2-5对序批式反应器生物脱氮性能及群落结构的影响[J].环境工程,2022,40(12):211-216.

YI H X,LI J,WANG Y E,et al.Effects of Achromobacter denitrificans strain 2-5 with iron oxidation and aerobic denitrification function on biological nitrogen removal performance and community structure in a sequencing batch reactor[J].Environmental Engineering,2022,40(12):211-216.

[30] 祝志超,缪恒锋,崔健,等.组合人工湿地系统对污水处理厂二级出水的深度处理效果[J].环境科学研究,2018,31(12):2028-2036.

ZHU Z C,MIAO H F,CUI J,et al.Advanced treatment performance of combined constructed wetland system on secondary effluent from wastewater treatment plant[J].Research of Environmental Sciences,2018,31(12):2028-2036.

引用本文: 韩奕彤, 罗育池, 王刚, 刘畅, 宋宝德, 秘昭旭, 王先稳. 典型离子型稀土矿区氮污染地下水原位微生物修复技术研究[J]. 环境科学研究, 2024, 37(11): 2391-2400. DOI: 10.13198/j.issn.1001-6929.2024.09.14

(生态修复网)

（转自：生态修复网）

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