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我国离子型稀土矿主要分布在江西、广东、湖南、广西、福建等南方省份，又被称为风化壳淋积型稀土矿，是重要的战略矿产资源[1]。离子型稀土开采活动始于20世纪70年代，开采工艺经历了池浸、堆浸、原地浸矿3个阶段，在开采过程中需要大量使用硫酸铵、碳酸氢铵等浸矿剂，使吸附在黏土等矿物表面的稀土阳离子被化学性质更活泼的H+和NH4+交换解析进入溶液从而沉淀分离[2]。浸矿反应完成后，大量NH4+残留在矿体中，并通过渗滤作用进入地下水，造成了地下水酸化以及NH4+、NO3−等指标严重超标[3]，质量浓度可达数十甚至数百mg·L−1[4-5]，污染问题亟待解决[6]。
地下水污染修复技术主要分为异位修复和原位修复[7-8]。异位修复通常采用抽取-处理技术，即抽出污染地下水至地表进行处理，是应用最为广泛的修复方法之一[9]。朱健玲等[10]在离子型稀土矿区开展了抽出-处理末端工程应用，可去除水中的NH4+、重金属等污染物。然而，离子型稀土矿矿体普遍具有弱渗透性[11]，地下水流速缓慢，抽提效率低，并且土壤及含水层介质中赋存的大量铵态氮将持续溶解释放进入地下水，易出现污染拖尾和反弹效应[12]。因此，抽出处理并不适用于矿区地下水污染修复，相较而言，采用原位修复技术通过强化水、土的自净功能从而去除污染物更为高效且长效[13-14]，现有的地下水原位修复技术主要包括化学修复、微生物修复、可渗透反应墙、植物修复等[15]。近年来，国内外围绕地下水NH4+、NO3−污染原位修复已开展了大量室内实验[16-18]和野外实验[19-20]研究，但针对稀土矿区地下水污染原位修复工程应用案例尚未见报道。考虑到离子型稀土矿区水文地质条件与污染特征，单一修复技术难以完成矿区全面修复，联合多项技术进行地下水综合治理具有更广阔的应用前景[21]。
为解决离子型稀土矿区地下水酸化以及高浓度氮污染问题，探索可行的原位修复技术路线，本研究选择广东省某典型离子型稀土历史遗留矿区为试点区域，针对其水文地质条件和地下水污染特征，优选并联合运用多项原位修复技术，集成了“植物修复+原位化学耦合微生物+可渗透反应墙”技术体系，实施了广东省首例离子型稀土矿区地下水污染修复试点工程。本文以该试点工程为例，介绍了原位修复技术工艺流程、工程设计、技术参数调整要点以及修复效果，以期为同类型矿区地下水污染原位修复提供技术支撑和工程实践经验。
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广东省某离子型稀土矿区地下水污染修复试点区域面积约
108000 m2，历史开采工艺主要为堆浸和原地浸矿，浸矿剂以硫酸铵为主，局部因开采稀土而开挖山体，造成较为严重的植被破坏和水土流失，冲沟林立。受稀土开采活动影响，区内地下水污染严重，对周边地表水环境质量和居民生活用水造成了影响。 -
试点区域地下水类型主要为松散岩类孔隙水和块状岩类裂隙水(图1)。松散岩类孔隙水含水层赋存于区内第四系填土层、冲积层及残积层中，岩性为粉质、砂质粘土，富水性贫乏，分布于场区南部谷地。块状岩类裂隙水赋存于全-强风化花岗岩中，岩石风化裂隙及节理裂隙发育，是区内主要含水层，底部中-微风化花岗岩为相对不透水层。水文地质勘察期间，试点区域地下水埋深1.5~12.5 m，含水层厚度平均为10.2 m。潜水水位年变幅通常为2~5 m，渗透系数较低，为1.7~3.6×10−5 cm·s−1，地下水流速缓慢。大气降水为区内地下水的主要补给来源，地下水总体由南侧、西侧、北侧坡麓向中部沟谷汇流，并向东南方向径流。
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对照《地下水质量标准》(GB/T 14848-2017)[22]Ⅲ类限值，试点区域地下水存在pH、NH4+-N、NO3−-N指标超标，检测结果见表1，质量浓度分布情况如图2所示。试点区域地下水普遍偏酸性，pH为4.53~6.58，超标率为94%。NH4+-N质量浓度为1.10~97.38 mg·L−1，超标率为100%，最大超标倍数193.8倍。NO3−-N质量浓度为0.21~51.35 mg·L−1，超标率为47%，最大超标倍数1.6倍。NO2−-N指标未超标，平均质量浓度为0.06 mg·L−1。NH4+-N与NO3−-N污染分布区域基本一致，集中于北部和中部汇水单元，为主要的稀土开采区域。其中，NH4+-N污染主要来源于硫酸铵浸矿剂，NO3−-N则由NH4+-N在微生物、植物作用下转化而成[23]，超标程度低于NH4+-N。
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综合梳理各项地下水污染原位修复技术特点及其对“三氮”污染修复的应用情况(表2)，对比各项技术的适用性、修复效率和成本等，结合离子型稀土矿区水文地质条件、地下水污染特征，采用地下水修复技术筛选矩阵法[24]，进行技术评分，结果如表3所示。根据技术综合得分，最佳修复技术为微生物和化学修复技术。化学修复通常具有较高的修复效率，可采用零价铁等还原性物质去除NO3−，但此过程产生的NH4+仍需要后续处理[13,17]，因此较少采用单一的原位化学修复技术进行氮污染修复。微生物修复可通过硝化(式(1))[25]、反硝化反应(式(2))[26]将NH4+转化为NO3−，并将NO3−最终降解为无毒产物N2，但脱氮菌种能否在酸化、缺氧、营养物质匮乏的地下水中形成优势菌种，保持较高的反应活性至关重要。零价铁能够与H+反应提高地下水pH (式(3))[27]，也可以通过零价铁与铁离子之间的氧化还原反应参与电子传递(式(4)~(5))[28-29]，介入微生物生化反应物质与能量代谢过程，能快速增强微生物的生物活性和代谢能力，提高微生物脱氮效率[30]。采用基于零价铁和微生物的原位化学耦合微生物修复技术，能够有机结合2项技术优势，提高地下水NH4+、NO3−污染去除效果。可渗透反应墙和植物修复技术对于浅层地下水污染具有较好的得分表现，可在试点区域开展植物修复，去除浅层地下水污染，同步缓解因降雨下渗、土壤淋滤等作用造成的地下水污染负荷增加，并在下游采用可渗透反应墙技术进一步削减地下水中的污染物，使其达到水质目标。
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根据原位修复技术比选结果，本工程采用“植物修复+原位化学耦合微生物+可渗透反应墙”集成技术修复离子型稀土矿区地下水氨氮和硝酸盐氮污染，工程示意图与工艺流程如图3所示。
1)植物修复工程。结合场地原有地形，进行场地平整和压实，对整理后的表层土施石灰、有机肥等进行土质改良，调整土壤pH至6~7。选择香根草、芒草、芒萁、白茅等草本植物，穴栽密度为4株·m−2，撒播混合草籽用量为25 g·m−2，上覆生态毯。利用植物对氮素的吸收，减少表层土壤氮素向下迁移污染地下水。
2)原位化学耦合微生物工程。针对试点区域北部和中部NH4+-N质量浓度超过25 mg·L−1的污染高值区，采用高压注射泵和空压机通过注射井进行高压注液，实现高质量浓度污染原位靶向修复。注射井沿垂直于地下水流向布设，井间距1 m、排间距2 m，数量为300口，布井示意图见图4。根据地下水污染层位，设计注射井深度为10~24 m，井径为110 mm，筛管位于地下水水位2 m以下，避免修复剂进入包气带造成材料浪费。修复过程中，首先通过注射碱剂(NaHCO3:NaOH=1:0.05)和曝气增氧，提高地下水pH至7~8、DO质量浓度至2 mg·L−1以上，形成适宜微生物硝化反应的中性好氧环境。在此基础上注入微生物菌剂，启动好氧硝化修复，待DO消耗至不足2 mg·L−1时，注入微纳米零价铁激发氢自养反硝化反应作用，并通过间歇性曝气改变地下水氧化还原条件，逐步去除NH4+、NO3−。零价铁在好氧条件下表面氧化活性降低，修复过程中需多批次补充注射。根据工程经验，注射压力为1.5 MPa，注射流量为300 L·h−1，影响半径为1~2 m，每口注射井平均每5 d曝气1次，时间为6 min；每18 d注射碱剂1次，每次投加量为6 kg；微生物菌剂和零价铁每次投加量分别为20 kg和6 kg，所注微生物菌剂由市政污水处理厂二沉池污泥扩培驯化制得，其中具有脱氮作用的有效菌含量大于107 CFU·g−1。
3)可渗透反应墙工程。可渗透反应墙布设在试点区域下游，其结构包括隔水墙和反应墙，如图5所示。由于相对不透水层最大深度达24 m，考虑到施工的经济性、安全性和可操作性，反应墙开挖深度覆盖整个含水层难度较大。为全面拦截区内地下水并导流至反应墙，在其两侧及底部布设由相互咬合的水泥旋喷桩构建而成的隔水墙，渗透系数<10−6 cm·s−1，深入相对不透水层0.5 m。反应墙长度为20 m，宽10.5 m，深4.9 m，底部及两侧均布设HDPE防渗膜，防止地下水短流，反应墙内部渗透系数约为10−3 cm·s−1，远大于原状土。反应墙主要包括反硝化单元和吸附单元，宽度为3 m，其中反硝化单元填充微生物菌剂11 t、零价铁20 t、碱剂3 t、玉米芯等固体碳源22 t，吸附单元填充沸石400 t、生物炭80 t，进一步降解、吸附地下水中残留的NH4+-N、NO3−-N，实现地下水末端深度修复。此外，反应墙中分别布设了3个鹅卵石过渡区，防止反应墙堵塞，同时保持各反应区内部反应条件独立。
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为动态监测试点区域地下水水质变化情况，调整工艺技术参数，评估工程修复效果，在原位注射修复区和反应墙过渡区分别布设地下水监测井，井管为PVC管材，井径为110 mm，采用多参数水质分析仪(MeaChemBox，深圳市朗诚科技股份有限公司)等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，监测指标包括NH4+-N、NO3−-N、NO2−-N等。同时，采用多参数水质分析仪(SX836，上海三信仪表厂)、电感耦合等离子体质谱仪(ICAP RQ，美国赛默飞世尔科技公司)、便携式微生物快速检测仪(MEL，美国哈希公司)等仪器，跟踪监测地下水pH和DO、注射井底泥中有效菌和Fe含量，分析修复剂残留情况。对于地下水pH和DO质量浓度低于最适反应条件、有效菌含量不足105 CFU·g−1、Fe含量不足2 mg·g−1的针对性开展修复剂注射量和曝气量的动态优化调整，直至达到地下水水质目标。
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为评估植物修复对土壤氮素的吸收作用，植物修复前后对区内表层土壤及其淋滤液氮含量进行了监测，结果如图6所示。修复前，土壤铵态氮平均含量为81.95 mg·kg−1，硝态氮平均含量为9.6 mg·kg−1，未检出亚硝态氮，而淋滤液中NH4+-N质量浓度平均为12.32 mg·L−1，超标23.6倍，为地下水持续污染源，NO3−-N质量浓度低于Ⅲ类标准限值(GB/T 14848-2017)。植物修复工程实施5个月后，土壤基质改善，植物生长状况良好，试点区域植被覆盖度达到90%以上，表层土壤铵态氮含量平均为20.19 mg·kg−1，硝态氮含量为7.4 mg·kg−1，而淋滤液中NH4+-N质量浓度平均为8.46 mg·L−1，相较于修复前去除率为31.3%。结果表明，种植的香根草、芒草等草本植物对氮素具有较强的吸收能力，能有效抑制降雨对表层土壤的淋滤作用，减少土壤中残留氮素下渗对地下水的污染。
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原位化学耦合微生物工程运行周期为7个月，期间针对8个原位注射区的8口监测井(W1~W8)同步开展地下水水质监测，“三氮”平均质量浓度随时间变化情况如图7(a)所示。经过7个月修复，NH4+-N质量浓度总体呈下降趋势，由25.3~97.38 mg·L−1降为0.43~11.92 mg·L−1，去除率为84.7%~99.6%。第1、3个月，NH4+-N质量浓度出现了小幅度的反弹，幅度约为5~10 mg·L−1，与图7(b)中降雨量增加月份对应，表明NH4+-N质量浓度反弹主要是由于降雨增加造成土壤铵态氮溶浸量上升[12]，地下水原位修复污染负荷增大。之后降雨量上升NH4+-N质量浓度未进一步反弹，一方面，由于地表已全面复绿，植被生长状况良好，减少了土壤中残留氮素下渗对地下水的污染；另一方面，随着含水层中微生物的生长和积累，降解效率逐渐提高，有效降低了降雨对工程修复效果的影响。NO3−-N初始质量浓度为8.0~51.35 mg·L−1，修复后，作为硝化反应产物NO3−-N出现了阶段性的积累，质量浓度最高达到127.00 mg·L−1，中间产物NO2−-N质量浓度最高达到20.7 mg·L−1。随后，在反硝化作用下NO3−-N、NO2−-N质量浓度逐渐降低，并在工程运行后期，针对NO3−-N质量浓度未达标的部分区域开展了强化反硝化。经过7个月修复后分别降为0.32~9.88 mg·L−1、ND~0.17 mg·L−1，均低于Ⅲ类标准限值(GB/T
14848 -2017)。 -
可渗透反应墙建成后，墙内各过渡区地下水监测井水质监测结果如图8所示，其中过渡区Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ分别代表反应墙上游来水、反硝化反应单元出水、反应墙下游出水水质情况。由图8(a)可见，反应墙下游出水中NH4+-N、NO3−-N质量浓度显著下降，修复2个月后由27.36 mg·L−1、14.90 mg·L−1分别降至1.81 mg·L−1、0.04 mg·L−1。随后5个月，反应墙出水水质基本保持稳定。各过渡区内地下水水质监测结果显示(图8(b))，过渡区Ⅰ地下水中NH4+-N、NO3−-N、NO2−-N平均质量浓度为1.63、8.61、0.19 mg·L−1，相较于初始水质明显改善，表明上游原位化学耦合微生物工程修复效果显著，降低了反应墙的污染负荷；经过反硝化单元修复后，NO3−-N平均质量浓度降为4.60 mg·L−1，少量NO2−-N中间产物产生，平均质量浓度为0.40 mg·L−1，NH4+-N则较为稳定，平均质量浓度为1.75 mg·L−1；经过吸附单元沸石和生物炭的吸附作用，NH4+-N平均质量浓度为0.47 mg·L−1，NO3−-N平均质量浓度为1.59 mg·L−1，NO2−-N质量浓度则低于0.07 mg·L−1，三氮指标均达到Ⅲ类标准限值(GB/T
14848 -2017)，可渗透反应墙修复效果显著。 -
修复工程运行后，试点区域地下水NH4+-N质量浓度分布变化情况如图9所示。试点区域地下水NH4+-N高质量浓度污染区主要位于场地北部(W1~W4)及中部汇水区(W5~W8)，其中北部污染最高质量浓度为59.70 mg·L−1，中西部污染最高质量浓度为97.38 mg·L−1(图9(a))。修复3个月后，流经注射井的地下水中污染物逐渐削减(图9(b))。北部修复区地下水NH4+-N最高质量浓度为34.10 mg·L−1，去除率为42.9%，中部修复区NH4+-N最高质量浓度为25.30 mg·L−1，去除率为74.0%，可渗透反应墙下游NH4+-N质量浓度降为0.51 mg·L−1，仅超标0.02倍。北部修复区污染去除率相对较低的原因主要是由于该区域地下水水位埋深较深，溶解氧质量浓度普遍低于地下水埋深浅的点位，且该区域为历史原位浸矿开采区，土壤中铵态氮污染存量大，修复难度相对较大。因此修复过程中，针对北部修复区进行了修复技术参数优化调整，频次调整为每2 d曝气1次、每10 d注液1次。修复7个月后，场地内地下水污染质量浓度进一步降低(图9(c))。北部修复区经过修复技术参数优化调整，去除率提高至89.2%，地下水污染最高质量浓度降为6.47 mg·L−1，中部修复区污染最高质量浓度为11.92 mg·L−1，去除率为87.8%。各修复区以原位注射井为中心，地下水NH4+-N污染全部削减为相对低浓度区，流入可渗透反应墙的地下水NH4+-N质量浓度稳定在4 mg·L−1以下，可渗透反应墙下游NH4+-N质量浓度降至0.34 mg·L−1，低于Ⅲ类标准限值(GB/T
14848 -2017)，达到了地下水污染修复目标。对比已报道的地下水NH4+-N、NO3−-N污染原位修复技术应用案例(表4)，目标污染物主要为单一NH4+-N或NO3−-N，最高质量浓度为10~150 mg·L−1，主要采用基于微生物、零价铁、沸石等活性填料的可渗透反应墙技术，污染物去除率为15%~98%。应用案例中修复剂脱氮效率低以及填充量不足是造成污染去除效果不理想的重要原因，孔祥科等[31]研究表明，采用好氧微生物和厌氧零价铁分步修复，将使得NH4+-N硝化产物NO3−-N还原成NH4+-N，导致脱氮不完全；GRAU-MARTINEZ等[27]证实零价铁含量较低(3%)也将影响脱氮效果。
本工程采用集成修复技术，合理设计修复剂用量，利用零价铁强化微生物脱氮工艺，将NH4+-N、NO3−-N最终转化为N2，有效提高了脱氮效率。试点区域地下水NH4+-N、NO3−-N质量浓度最高分别为97.38 mg·L−1、51.35 mg·L−1，与相关应用案例中高浓度污染相当，修复后2种污染物去除率均达到96%以上，修复效果处于领先水平。本工程地下水处理工艺投资成本为180元·m−3，与同类污染物地下水修复成本90~200元·m−3[35]相当，可为同类型地下水污染原位修复提供参考。
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1)相较于抽出-处理等异位修复技术，原位修复技术更适用于离子型稀土矿区地下水污染修复。综合评估各项原位修复技术的优缺点、适用性、修复效率和成本，选择“植物修复+原位化学耦合微生物+可渗透反应墙”集成技术修复离子型稀土矿区地下水氨氮和硝酸盐氮污染。
2)植物修复工程选种的香根草、芒草等植物，可有效减少表层土壤氮素向下迁移污染地下水；原位化学耦合微生物工程通过间歇性曝气以及碱剂、微生物菌剂、零价铁高压注射，动态调控好氧硝化和厌氧反硝化作用，靶向削减了地下水NH4+-N污染高值；可渗透反应墙工程利用微生物菌剂、零价铁、碱剂、玉米芯、沸石、生物炭，深度修复了末端地下水。修复期间，需跟踪监测地下水水质状况，动态调控地下水pH和DO条件，分析微生物菌剂、零价铁等修复剂残留情况，针对性开展修复剂注射和曝气参数优化调整。
3)工程运行7个月后，试点区域地下水NH4+-N高值区污染削减超过90%，下游可渗透反应墙出水水质达到《地下水质量标准》(GB/T
14848 -2017)Ⅲ类标准，氨氮和硝酸盐氮最高去除率分别达到99.7%和96.9%，修复效果显著，在相关应用案例中处于领先水平，具有很强的工程示范意义和推广应用价值。
地下水污染原位修复技术在离子型稀土矿区的工程应用
Engineering application of in-situ remediation technology of groundwater pollution in ionic rare earth mining area
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摘要: 为解决离子型稀土矿区地下水酸化以及高浓度氮污染问题，探索可行的原位修复技术路线，选择广东省某典型离子型稀土历史遗留矿区，优选并联合运用多项原位修复技术，集成了“植物修复+原位化学耦合微生物+可渗透反应墙”技术体系，实施了地下水污染修复试点工程，周期为7个月。植物修复工程选种对氮素具有较强吸收能力的香根草、芒草等草本植物，植株密度4株·m−2，草籽撒播量25 g·m−2，有效减少了表层土壤氮素向下迁移污染地下水；原位化学耦合微生物工程针对NH4+-N高浓度污染区共布设300口注射井，通过间歇性曝气以及碱剂、微生物菌剂、零价铁高压注射，动态调控好氧硝化和厌氧反硝化作用，工艺参数为地下水pH=7~8、含水层有效菌含量>105 CFU·g−1、Fe含量>2 mg·g−1，靶向削减地下水污染高值；可渗透反应墙工程布设于试点区域下游，规格为20 m×10.5 m×4.9 m，分区填充微生物菌剂11 t、零价铁20 t、碱剂3 t、玉米芯22 t、沸石400 t、生物炭100 t，实现了地下水末端深度修复。修复后，试点区域地下水NH4+-N高值区污染削减超过90%，反应墙下游水质优于Ⅲ类标准(GB/T 14848-2017)，NH4+-N和NO3−-N最高去除率分别达到99.7%和96.9%。结果表明，试点工程修复效果显著，在相关应用案例中处于领先水平，具有很强的工程示范意义和推广应用价值。Abstract: The feasible in-situ remediation technology route was explored to solve the groundwater acidification and high concentration nitrogen pollution in ionic rare earth mining areas. A typical remaining ionic rare earth mining area in Guangdong Province was selected as pilot site. The project of spanned seven months and employed an integrated technology combing phytoremediation, in-situ chemically coupled microbial remediation and permeable reactive barrier (PRB). For the phytoremediation project, high nitrogen-absorbing herbs such as vetiver and Miscanthus were planted with density of 4 plants per m2, and the seeding amount was 25 g·m−2. This strategy effectively reduced the downward migration of surface soil nitrogen. For in-situ chemically coupled microbial remediation project, 300 injection wells were installed in the area with high concentration of NH4+-N polluted for targeted remediation. The process involved dynamically regulated of aerobic nitrification and anaerobic denitrification through intermittent aeration and high-pressure injection of alkali, microbial agent and zero-valent iron (ZVI). The technical parameters such as pH was adjusted to 7~8, with effective bacteria and Fe content in aquifer medium exceeding 105 CFU·g−1 and 2 mg·g−1, respectively. The PRB, positioned downstream of the pilot area, further purified the groundwater. The volume of PRB was 20 m×10.5 m×4.9 m, filling with 11 t microbial agent, 20 t ZVI, 3 t alkali agent, 22 t corncob, 400 t zeolite and 100 t biochar. After remediation, the high value of groundwater NH4+-N pollution in the pilot site was reduced by more than 90%. The water quality downstream of the PRB was better than the Class III standard (GB/T 14848-2017), and the highest removal rates of NH4+-N and NO3−-N reached 99.7% and 96.9%, respectively. The pilot project showed remarkable remediation efficacy, placing it at the forefront of similar applications, and holding considerable engineering and practical value for future implementations.
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图 3 离子型稀土矿区地下水污染原位修复工程示意图与工艺流程图
Figure 3. Schematic and process flow diagram of groundwater in-situ remediation in ionic rare earth mining area
图 6 植物修复前后表层土壤及淋滤液中污染物含量变化
Figure 6. Variation of contamination in soil and leachate before and after remediation
图 7 原位注射修复区地下水氮污染质量浓度变化与降雨量
Figure 7. Mass concentration of nitrogen in groundwater remediated by in-situ injection project and precipitation
图 8 可渗透反应墙修复后地下水污染物质量浓度变化
Figure 8. Variation of contaminants mass concentration in groundwater remediated by PRB
图 9 试点区域修复前后地下水NH4+-N质量浓度分布
Figure 9. Distribution of NH4+-N mass concentration in groundwater before and after remediation in pilot area
表 1 试点区域地下水水质指标检测结果
Table 1. Results of groundwater quality index in pilot area
统计结果 pH NH4+-N/(mg·L−1) NO3−-N/(mg·L−1) NO2−-N/(mg·L−1) Ⅲ类限值 6.5 0.5 20 1 最小值 4.53 1.1 0.21 ND 最大值 6.58 97.38 51.35 0.33 平均值 5.54 26.76 21.2 0.06 超标率 94% 100% 47% 0% 变异系数 0.11 1.03 0.7 1.34 注：ND为低于检出限。 
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表 2 地下水污染原位修复技术特点一览表
Table 2. Comparison of groundwater in-situ remediation technique feature
修复技术 优点 缺点 适用范围 微生物修复 对环境影响小 部分地下水环境不适宜微生物生长 可修复易微生物降解的“三氮”污染 化学修复 反应速度快，对污染物性质和浓度不敏感 受地下水和含水层介质组分影响较大，
修复效果不稳定可还原去除硝酸盐氮污染 可渗透反应墙 反应介质消耗较慢，具有持久的处理能力 工程设施投资较大，施工工艺较复杂，需要适时更换填料 可利用吸附填料、微生物填料等去除“三氮”污染 植物修复 环境影响较小 效果受水位埋深、环境因素、污染物性质和浓度影响，修复周期较长 可修复易植物吸收的氨氮、硝酸盐氮等 热处理 修复时间短、修复效率高 设备及运行成本较高，施工及运行专业化程度要求高 主要针对挥发性有机物，不适用于“三氮”污染修复 电动修复 对修复场地干扰小 易出现活化极化、电阻极化和浓差极化等情况，降低修复效率 可促进铵根、硝酸根等离子向电极迁移，需联合其他技术进一步去除 监测自然衰减 费用低，对环境影响小 衰减速率缓慢，修复周期长 可修复易自然降解的“三氮”污染
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表 3 地下水氮污染原位修复技术筛选矩阵
Table 3. Treatment technologies screening matrix for nitrogen pollution in groundwater
修复技术 技术可接受性/分 场地可应用性/分 有效性/分 修复时间/分 修复费用/分 综合得分/分 浅层 深层 浅层 深层 微生物修复 3 3 2 3 3 2 14 13 化学修复 3 3 3 2 3 2 13 13 可渗透反应墙 3 3 1 3 2 2 13 11 植物修复 3 3 1 3 1 3 13 12 热处理 3 3 1 1 2 2 11 9 电动修复 3 3 2 2 2 1 11 10 监测自然衰减 3 1 1 1 1 4 10 10
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表 4 地下水NH4+-N、NO3−-N污染原位修复技术应用情况汇总
Table 4. Summary of the application of in-situ remediation technology for groundwater NH4+-N and NO3−-N pollution
应用类型 污染物 最高质量浓度/ (mg·L−1) 修复技术 去除率/% 来源 室内实验 NO3−-N 40 可渗透反应墙(零价铁+微生物) 94 [31] 室内实验 NO3−-N 93 可渗透反应墙(零价铁+生物炭) 80 [17] 室内实验 NO3−-N 120 植物修复 88~93 [18] 室内实验 NH4+-N 10 可渗透反应墙(沸石+海绵铁+微生物) 98 [31] NO3−-N 10 50 野外应用 NO3−-N 40 可渗透反应墙(零价铁) 15~20 [27] 野外应用 NO3−-N 15 可渗透反应墙(微生物) 95 [32] 野外应用 NO3−-N 57 可渗透反应墙(微生物) 58~91 [19] 野外应用 NO3−-N 120 可渗透反应墙(微生物) 97 [33] 野外应用 NH4+-N 150 植物修复+可渗透反应墙(生物炭) 93.3 [34] 野外应用 NH4+-N 10 可渗透反应墙(沸石+微生物) 95 [20] 野外应用 NH4+-N 97.38 植物修复+原位化学耦合微生物+可渗透反应墙 99.7 本研究 NO3−-N 51.35 96.9
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[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. [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. [3] 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. [4] 李振嵩, 陈启军, 丁秀平, 等. 离子型稀土矿原地浸采对地下水影响研究[J]. 人民珠江, 2014, 35(6): 122-127. [5] 吴丁雨. 南方离子型稀土矿山残余物质稳定性研究[D]. 北京: 中国地质大学(北京), 2018. [6] 魏娟萍, 王海宁, 晏江波. 南方离子型稀土矿开采的环境损伤及防治[J]. 有色金属科学与工程, 2016, 7(1): 125-132. [7] 刘琴, 刘文芳. 我国地下水污染治理技术研究综述[J]. 中国矿业, 2016, 25(S2): 158-162. doi: 10.3969/j.issn.1004-4051.2016.z2.041 [8] 韩奕彤, 刘畅, 秘昭旭, 等. 我国地下水污染修复技术的专利计量分析[J]. 环境保护科学, 2022, 48(6): 86-92. [9] 张莉, 刘菲, 袁慧卿, 等. 地下水抽出处理技术研究进展与展望[J]. 现代地质, 2023, 37(4): 977-985. [10] 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, 2: 60-68. [11] 魏东东. 弱渗透性离子型稀土矿堆浸浸矿工艺优化[D]. 南昌: 江西理工大学, 2016. [12] 任富天. 离子型稀土矿区残留浸矿剂在土壤中的迁移规律及对地下水的影响研究[D]. 石河子: 石河子大学, 2021. [13] 杨丽娟, 刘贯群, 穆来旺, 等. 地下水硝酸盐原位修复技术研究进展[J]. 水资源保护, 2012, 28(5): 60-65. [14] 覃海富, 张卫民, 马文洁, 等. PRB技术修复地下水硝酸盐污染研究进展[J]. 工业安全与环保, 2018, 44(8): 65-68. [15] HJ 25.6-2019, 污染地块地下水修复和风险管控技术导则[S]. 北京: 中华人民共和国生态环境部, 2019-06-18. [16] 王生晖. β-环糊精改性沸石去除稀土矿区地下水氨氮污染研究[D]. 兰州: 西北师范大学, 2023. [17] WEI A, MA J, CHEN J, et al. Enhanced nitrate removal and high selectivity towards dinitrogen for groundwater remediation using biochar-supported nano zero-valent iron[J]. Chemical Engineering Journal, 2018, 353: 595-605. doi: 10.1016/j.cej.2018.07.127 [18] SHYAMALA S, MANIKANDAN N, PAKSHIRAJAN K, et al. Phytoremediation of nitrate contaminated water using ornamental plants[J]. Journal of Water Supply Research and Technology-aqua, 2019, 68: 731-743. doi: 10.2166/aqua.2019.111 [19] ROBERTSON W, BLOWES D, PTACEK J, et al. Long-term performance of in situ reactive barriers for nitrate remediation[J]. Ground Water, 2000, 38(5): 689-695. doi: 10.1111/j.1745-6584.2000.tb02704.x [20] CHEN L, WANG C, 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 [21] 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. doi: 10.3969/j.issn.1674-991X.2017.06.095 [22] 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: 中国环境科学出版社, 2017. [23] 刘祖文, 张军. 离子型稀土矿区土壤氮化物污染机理[M]. 北京: 冶金工业出版社, 2019. [24] 赵勇胜. 地下水污染场地风险管理与修复技术筛选[J]. 吉林大学学报(地球科学版), 2012, 42(5): 1426-1433. [25] MORRISSY J G, CURRELL M J, REICHMAN S M. Nitrogen contamination and bioremediation in groundwater and the environment: A review[J]. Earth-Science Reviews, 2021, 222: 103816. doi: 10.1016/j.earscirev.2021.103816 [26] 曹茜, 陈家玮. 溶解氧对零价铁去除水中六价铬的影响[J]. 现代地质, 2013, 27(2): 435-439. [27] GRAU-MARTINEZ A, TORRENTO C, CARREY R, et al. Isotopic evidence of nitrate degradation by a zero-valent iron permeable reactive barrier Batch experiments and a field scale study[J]. Journal of Hydrology, 2019, 570: 69-79. doi: 10.1016/j.jhydrol.2018.12.049 [28] 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. [29] 刘云帆. 零价铁快速启动好氧反硝化实现强化脱氮及应用研究[D]. 上海: 东华大学, 2019. [30] 孔祥科, 刘菲, 黄国鑫. 复合介质渗透反应格栅去除地下水中的氨氮[J]. 环境工程学报, 2014, 8(4): 1355-1360. [31] LIU S, ZHAO Z, LI J, et al. An anaerobic two-layer permeable reactive biobarrier for the remediation of nitrate-contaminated groundwater[J]. Water Research, 2013, 47: 5977-5985. doi: 10.1016/j.watres.2013.06.028 [32] SCHIPPER L, VOJVODIC-VUKOVIC M. Five years of nitrate removal, denitrification and carbon dynamics in adenitrification wall[J]. Water Research, 2001, 35(14): 3473-3477. doi: 10.1016/S0043-1354(01)00052-5 [33] GIBERT O, ASSAL A, DEVLIN H, et al. Performance of a field-scale biological permeable reactive barrier for in-situ remediation of nitrate-contaminated groundwater[J]. Science of the Total Environment. 2019, 659: 211-220. [34] YOON J, KIM Y, SHIN D, et al. Management of Animal carcass disposal sites using a biochar permeable reactive barrier and fast growth tree (Populus euramericana): A field study in Korea[J]. Sustainability 2017, 9 (3). [35] 生态环境部土壤生态环境司, 生态环境部土壤与农业农村生态环境监管技术中心, 生态环境部南京环境科学研究所. 地下水污染风险管控与修复技术手册[M]. 北京: 中国环境出版集团, 2021: 442-448. -
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