氮污染

Ⅰ 地下水系統的氮污染及氮循環機理

（一）地下水中的氮污染地下水中的溶解氮除了NO₃-N外，還有NO₂-N、

以及溶於水中的氣態氮（如N₂、N₂O）和有機氮。一般來說，NO₃-N是常量組分，其它是微量組分。NO₃-N變化很大，從0到900mg/L，例如，美國的得克薩斯州的魯尼爾斯是^〔9〕的NO₃-N，平均值為56mg/L，最高達903mg/L；我國陝西某居民遺址^〔1〕，地下水NO₃-N為100mgZL。NH₄—N在某些情況下也可能達較高的濃度，例如，油田水中的

一般都大於100mg/L；珠江三角洲的地下水^〔4〕中，

可達300mg/L。地下水中的

含量甚微，一般都小於0.01mg/L，有機氮小於1mg/L。

地下水中氮的來源主要是人為來源，但有些地方為天然來源，例如美國的得克薩斯州魯尼爾斯縣^〔11〕，地下水中大量的NO₃-N是由於耕作使土壤中有機氮轉化為NO₃-N，進而進入地下水的結果。除土壤中的有機氮外，沉積地層中地質成因的氮也是地下水的氮污染源。

圖5.1地下水污染途徑

氮的人為來源很多，主要是化學肥料、農家肥、生活污水及生活垃圾。農業肥料是地下水的重要污染源，所以，許多農業區地下水受NO₃-N污染；但是，城市生活污水及生活垃圾是更重要的氮污染源，所以城市化的結果必然會導致地下水的NO₃-N污染，例如我國的北京、西安、沈陽、開封等一些古老的大中城市，無一例外地出現地下水的NO₃-N污染。

地下水的氮污染主要是NO₃-N的污染，無論是國內或國外，它是最普遍的、污染面積最大的地下水污染。

（二）地下水系統中的氮循環機理

系統中的各種形態的氮在一定條件下可相互轉化。其轉化過程如下：

1.有機氮的礦化過程

它是指復雜的含氮有機物的礦化過程，更准確地說，是有機氮轉化為無機形式的NH₄-N的過程。這個過程是在細菌參加下的銨化過程，其細菌是異養型菌，可以是好氧菌或厭氧菌，所以，此過程可以在好氧條件下發生，也可以在厭氧條件下發生，但前者的反應速率更快。此過程有時也稱銨化過程（作用）。

圖5.2地下水污染途徑

2.硝化過程

它是使NH₄—N通過自養型微生物氧化為NO₃-N的過程。反應可分為兩步進行。第一步是NH₄-N通過亞硝化菌轉化為

水文地球化學基礎

第二步是NO₂-N轉化為NO₃-N

水文地球化學基礎

假定細菌細胞的分子式為C₆H₇NO₂，細菌細胞合成所需的碳源為

則其反應如下：

水文地球化學基礎

按（5.3）式算，使一毫克的

完全氧化為

則需氧4.27mg，需消耗鹼度7.07mg（以CaCO₃計），反應中產生H⁺，使pH降低。

3.反硝化過程

它是指使NO₃-N通過微生物還原為氣態氮（N₂,N₂O）的過程。參加反硝化作用的微生物通常是異養型細菌為主，故其細胞合成需有機碳作為能源。

NO₃-N的生物還原過程有一系列的中間產物：

NO、N₂O和N₂。其反應式可寫成：

水文地球化學基礎

（5.4）式可分解為下列三個主要反應：

水文地球化學基礎

上述反應中所消耗的H⁺主要來自有機物的氧化。一些學者認為，反硝化的主要產物是N₂O；只有pH＞7時，N₂O可迅速還原為N₂,pH＜6時，這個反應受強烈的抑制。

4.固氮作用（同化作用）有機氮礦化過程產生的

硝化過程產生

反硝作用產生氣態氮（N₂,N₂O）。

N₂O和N₂都可以通過微生物和植物吸收同化，轉化成有機氮。這個過程也稱為氮的同化作用。

上述四種類型氮的轉化構成了整個氮的循環系統。而在地下水系統中，氮轉化過程主要是前三個。除此之外，還有銨的吸附作用。

5.銨吸附作用

隨水向下運動過程中，可能被包氣帶岩土吸附在其表面上，它屬陽離子吸附（交換），是可逆的。這種作用A不產生氮的轉化，但它為硝化作用提供更充分的反應時間，使硝化作用更完全。所以，在研究地下水氮轉化時，絕不能忽略銨的吸附作用。]]

的吸附容量與土中的CEC及水中的AAR（銨吸附比）有關。AAR的數學表達式如下

水文地球化學基礎

式中，

Ca²⁺和Mg²⁺為水中這些離子的濃度（meq/L）。

AAR和EAR（銨吸附比）的關系遵循下列回歸方程^〔12〕

水文地球化學基礎

式中，EAR為銨吸附比，無量綱；NH₄x為土中的交換性銨，meq/100g;CEC為陽離子交換容量（meq/100g）。變換（5.10）式可得：

水文地球化學基礎

根據（5.10）式，只要測得土中的CEC值，水中的

Ca²⁺和Mg²⁺濃度，即可算得土中的NH₄x值。

例題5.1

試驗實例。土柱試驗，上層為耕作土，CEC=12.15meq/100g，總裝土量為4.12kg;下層為中砂，CEC=3.73meq/100g，總裝土量為14.16kg。用污水連續淋濾，污水中，NH₄-N=76mg/L，硬度（Ca²⁺+Mg²⁺）=229.7mg/L（以CaCO₃計）。連續淋濾45天，最後一天的滲出水中，NH₄-N=1.21mg/L，在此以前，均小於1mg/L，總淋濾水量＝45L。請用

吸附理論解釋滲出水NH₄-N遠小於污水NH₄-N的現象。

（1）把

和Ca²⁺+Mg²⁺換算為meq/L，代入（5.8）式，求得AAR=3.582;（2）把SAR代入（5.9）式，求得EAR=0.412;（3）將EAR值及CEC值（耕作土及中砂）代入（5.11）式，分別算得，NH₄x（耕作土）＝3.545meq/100g,NH₄x（中砂）＝1.088meq/100g;（4）將兩種土的NH₄x值分別乘以其裝土量，求得整個土柱的

吸附容量＝300meq，即該污水與土柱土達到吸附平衡時，

的吸附容量；（5）污水的NH廣N濃度乘以淋濾水量，得出輸入總NH₄-N量＝3420mg=244meq。上述計算說明，NH₄-N的輸入量（244meq）明顯小於土柱的

吸附容量（300meq）。所以污水中的

絕大部分被吸附，故滲出水中NH₄-N濃度遠小於污水中的NH₄-N濃度。

除了上述的氮轉化過程外，還有NH₃的揮發、NO₃-N的化學還原，這些是比較次要的，本書不詳述。

（三）影響氮轉化的環境因素及地質因素

1.環境因素

溫度硝化作用的溫度范圍是5—50℃，最佳溫度為30—35℃；反硝化作用的溫度范圍3—85℃，最佳溫度為35—65℃。

Eh值Eh＞250—300mV才產生硝化作用，Eh＜250—300mV才產生反硝化作用。

土壤含水情況土壤含水量為最大持水度的1/2到2/3時，硝化作用最強，過於乾旱及飽水不利於硝化作用；淹水土壤易於反硝化。許多實例證明，污灌稻田區潛水和污灌旱田區潛水相比，前者NO₃-N污染比後者輕。

污水及土壤中的養分硝化菌是自養型菌，它繁殖所須碳源為無機碳，反硝化菌是異養型菌，它繁殖所需碳源為有機碳。故污水及土壤中的碳源越豐富，硝化及反硝化越強烈。因此，其反應很大程度上決定於水中的碳氮比（C/N）。例如，以葡萄糖為有機碳源的反硝化作用為例：

水文地球化學基礎

（4.12）式表明，要使1mg

完全反硝化為N₂，至少需1.3mg的C。所以說，當C/N＞1.3時，反硝化才明顯。此外Ca、Mg、p、Fe、Mo、Co、Cu、Zn等元素也是硝化及反硝化菌所必須的。

2.地質因素

包氣帶岩性及其結構岩性粗粒，透氣性好，易保持氧化環境，有利於反硝化；粗細相間的包氣帶結構有利於反硝化。例如，北京東郊，包氣帶為粉砂及粘性土（亞砂土及亞粘土）相間，上層滯水豐水期埋深僅0.5m，潛水埋深＞10m；上層滯水，

L，最高為229mg/L；潛水，

多低於5mg/L。

潛水埋深一般來說，潛水埋深小一些利於反硝化，大一些，利於硝化。因為，潛水中的有機碳主要來自富集有機碳的表面土壤，埋深太大不利於有機碳進入含水層，所以其反硝化作用不強，

污染較嚴重。例如Starr和Gillham^〔13〕的研究表明，A和B兩地點均為農業強耕區。地點A，潛水埋深1m，潛水面下1m內，NO₃-N=20mg/L，水面1.5m以下，NO₃-N急劇下降至0.1mg/L，全部厭氣；地點B，潛水埋深4m，潛面下8m內，NO₃-N=35mG/L，全為好氣環境，溶解氧DO=7mg/L。

含水層類型NO₃-N污染主要對象為潛水；承壓水如沒有受NO₃-N污染的潛水向下越流，基本上無NO₃-N污染。其原因是，氮污染主要來自地表污染，隔水層起保護作用，這是其一；其二是，承壓含水層主要為還原環境，盡管反硝化可能不強，但水交替慢，所以反硝化可去除一部分氮。

Ⅱ 對人體有害的含氮污染物主要形態是什麼

選B 亞硝酸鹽是致癌物質
有機氮肥是生物的營養物質 會破壞生態環境是真的 沒有毒性

Ⅲ 什麼是氧化氮污染物

氧化氮是氮與氧的抄化合物總稱襲，主要包括一氧化二氮、一氧化氮、三氧化二氮、二氧化氮和五氧化二氮等。氧化氮污染物主要指一氧化氮、二氧化氮。一氧化氮是無色氣體，在空氣中可以立即與氧結合生成二氧化氮；二氧化氮為紅棕色氣體，有毒，有強烈的刺激性氣味，為強氧化劑。二氧化氮可由一氧化氮氧化或用硝酸鉛加熱分解而得。氧化氮污染物對人的損害主要是能損害人的呼吸道。

Ⅳ 在運用N15同位素示蹤技術測定水體中氮污染來源的時候，為什麼一般選取的是硝態氮和銨態氮

因為這兩者最為穩定，且普遍存在，其它的氮素化合物往往都是中間價態，不能夠很穩定的存在。所有測定污染的時候，主要監測銨態氮，硝態氮。
其它的也有測試，但是那是為了探究硝化反應或者反硝化反應的路徑

Ⅳ 氮同位素及地下水的氮污染

4.4.1.1 氮在地下水中的存在形式及轉化

氮是一種生物活性元素，在許多對生命活動有重要影響並且影響地下水質的反應中都有氮的參與。當氮以氨氮、亞硝酸鹽氮及硝酸鹽氮存在於地下水中時，可構成對飲用水的污染，即所謂的「三氮」污染。「三氮」污染對人及生物體有很大的危害，當水中的濃度高於10 mg/L時，它會影響嬰兒血紅蛋白的攜氧能力。硝酸根與人體中致癌的亞硝胺化合物的形成有關，當以銨離子形式存在時，它對水生生物是有毒的，並且會消耗水中的氧。

硝化及反硝化作用是氮在自然界中轉化的兩種常見形式。硝化作用是指，在有氧環境下，通過氧化作用轉化為硝酸根，這時N從負三價變為正五價：

水文地球化學

除了溶解N₂以外，在大部分地下水中，硝酸根是氮最穩定的存在形式，當然，也可能存在少量的過渡態亞硝酸根（，化合價為正三價）。硝酸鹽的溶解度很大，在水中沒有實際受限制的硝酸根濃度。降低硝酸根污染的方法主要有稀釋和反硝化兩種。其中，反硝化作用主要在缺氧及存在有機質基質的條件下進行，當以CH₂O表示一般的有機質時，反硝化作用表示為：

水文地球化學

反硝化作用一般通過反硝化細菌來進行，當不存在有機碳時，其他的電子給體如Mn²⁺、Fe²⁺、硫化氫和甲烷也可用來進行反硝化作用。

氮同位素是示蹤地下水「三氮」污染並對地下水系統中氮的轉化進行研究的重要工具之一。隨著對硝酸根中¹⁸O含量進行測定成為可能，在地下水氮污染研究中使用同位素示蹤氮循環及氮化合物的轉化越來越受到了人們的重視（Amberger和Schmidt，1987）。¹⁵N和¹⁸O的聯合使用提供了一種新的工具，使得人們能夠區分不同的硝酸根來源，確定反硝化過程，並且對土壤-水系統中的氮均衡進行分析。

4.4.1.2 不同來源的¹⁵N和¹⁸O特徵

由於¹⁵N是以大氣氮為標准進行標記的，因此對於大氣起源的氮，其δ¹⁵N₂=0‰（AIR）。氮在有機物中的固化只使¹⁵N發生了微小的同位素分餾，在新鮮有機物中，δ¹⁵N降低了1‰～5‰（Létolle，1980），使用N₂製造尿素也伴隨著¹⁵N的少量分餾。圖4-41給出了各種來源的¹⁵N和¹⁸O成分，圖中還表示出了反硝化作用過程中¹⁵N和¹⁸O成分的變化趨勢。

圖4-4-1 各種來源的同位素成分

硝酸鹽的¹⁸O成分提供了另一種研究起源的方法。實驗研究成果表明，在生物起源的硝酸鹽中，只有一個氧原子來自於大氣氧，其他兩個氧原子則來自於水（Holloch-er，1984）。與大氣氧相比，水的¹⁸O顯著貧化，這與合成化肥中的硝酸鹽形成明顯對照，它的氧原子主要來自於大氣氧。由於氧原子的來源明顯不同，因此在「天然」和「合成」硝酸鹽中，其同位素成分有明顯的差別（圖4-4-2）。

在天然條件下淺層地下水多為中性介質和氧化環境，這時硝態氮是淺層地下水中溶解氮的主體。據統計，天然條件下我國淺層地下水硝態氮濃度為4.4 mg/L，δ¹⁵N≤+5‰。這個天然背景值是判識淺層地下水是否受到氮污染的客觀標准（王東升，1997）。

污染使淺層地下水中溶解氮的存在形式和濃度發生顯著變化。在被污染的近中性和鹼性淺層地下水中，銨態氮和硝態氮濃度可分別高達12×10³mg/L和2.3×10³mg/L。根據王東升（1997）的資料，我國北方地區受污染淺層地下水的硝態氮濃度和δ¹⁵N特徵值為：受糞肥污染者，硝態氮濃度為20～70 mg/L，δ¹⁵N值為+10‰～+20‰；受化肥或者工業廢水污染者，硝態氮濃度為30～60 mg/L，δ¹⁵N值為-2.0‰～+5.0‰；受生活污水和墾殖土污染者，硝態氮濃度為10～50 mg/L，δ¹⁵N值為+3.0‰～+10.0‰。受氨揮發影響的地下水，其δ¹⁵N值可升高+20‰。受反硝化作用影響的地下水，其δ¹⁵N值的升高伴隨著硝態氮濃度將下降。

圖4-4-2 加拿大Cambridge地區一個化糞池下部地下水中的δ¹⁵N分布

可見，氮同位素是示蹤研究氮污染源的重要標記，糞肥污染具有高硝態氮濃度和高δ¹⁵N值的雙高特徵；化肥或工業廢水污染具有高硝態氮濃度和低δ¹⁵N值特徵；生活污水和墾殖土污染具有中等硝態氮濃度和中等δ¹⁵N值特徵；受反硝化作用影響時δ¹⁵N值和硝態氮濃度成反比。

4.4.1.3 實例分析

【例1】加拿大安大略省南部Cambridge地區化糞池泄漏物對地下水的污染。Aravena等（1993）研究了加拿大安大略省南部Cambridge地區一個化糞池下部地下水的硝酸鹽污染問題（圖4-4-3）。該區地下水受到了化肥與化糞池泄漏物的雙重影響，氮的區域性輸入包括NH₄NO₃肥料、糞肥和土壤有機氮，淺層地下水的硝酸鹽背景濃度為160 mg/L，δ¹⁵ N值為4.6±0.8‰，主要是由於施用化肥而引起的。化糞池中的通過生物體（人類）的分解代謝作用，其中的¹⁵ N有明顯富集，它們在淺層地下水中被氧化，形成的硝酸鹽濃度在100～200 mg/L之間，與當地淺層地下水硝酸鹽的背景濃度相當，因此僅根據硝酸鹽濃度資料是無法對化糞池氮與化肥氮進行區分的。但地下水中硝酸鹽的δ¹⁵ N資料則清楚地勾畫出了化糞池泄漏物的污染范圍，由圖442可以看出，在剖面上，受污染地下水的δ¹⁵ N值顯著地高於該區的背景值。

【例2】在德國北部的漢諾威城，飲用水的供給主要依賴於地下水，大部分的地下水來自於鬆散的第四系含水層——Fuhrberger Feld含水層，其優質地下水的開采量約為18×10⁶ m³/a。但是人們擔心該地區地下水的質量不能長期保持下去，這是由於區內有大量的農業活動，它們對地下水的硝酸鹽輸入量高達200 mg/L。有趣的是，在過去的幾十年中，地下水水中的含量保持在2 mg/L以下，但濃度則從80 ppm增加到了280 ppm（圖4-4-3）。

圖4-4-3 Fuhrberger Feld含水層系統的地球化學演化

Böttcher等（1992）對這一問題進行了研究，他們認為造成這種現象的原因是含水層中主要以黃鐵礦為基質的反硝化作用。在這一作用過程中，黃鐵礦被氧化的同時，它本身被還原（反硝化），因此地下水中的濃度隨著深度的增大而減小，濃度則隨著深度的增大而增加（圖4-4-3）。殘留的同位素成分表明含水層中的確發生了反硝化作用，因為中的δ¹⁵N和δ¹⁸O值同步增大（圖4-4-4）。

圖4-4-4 Fuhrberger Feld含水層中的反硝化作用

Ⅵ 炭素廠會產生氨氮污染嗎

你問的是不是碳銨的生產啊，碳銨的生產會產生氨氮的污染。碳素的用途是用於金屬 鋁 的生產，他的原料是 石油焦 和 煤瀝青。碳素污染主要有大氣污染包括二氧化硫、粉塵污染；水污染，主要是浸漬生產廢水及生活廢水。

Ⅶ 氮污染的的來源

氮污染是指由氮的化合物引起的環境污染。
大氣中主要是氮氣和氮氧化物，後者是直接或間接引起大氣環境污染的主要污染物，二氧化氮有強刺激性、其毒性比二氧化硫大；它們主要由工業與生活燃燒化石燃料產生。
大氣中有烯烴等氣體有機物(如汽車排氣中含有不少)和氮氧化物並存時，經日光照射，發生光化學反應會造成光化學煙霧污染。
大氣中的二氧化氮與雨水作用會生成硝酸或硝酸鹽，形成酸雨，或以硝酸鹽顆粒物的形態沉降到土壤或水體，引起酸化。
氮氧化物(主要為NOx和N2O)進入高層大氣會對臭氧層的破壞起催化促進作用，進而會引起全球氣候變化等環境污染效應和生態環境改變。
水體中的氮主要來自生物體的代謝和腐敗以及工業廢水、生活污水的排放、氮肥的流失等。
污水中的氮有4種形態，即有機氮、氨氮、亞硝酸氮(少量)和硝酸鹽氮(硝化過程的最終產物)，典型污水中總氮含量約為40～50mg/L。
水體中有過量氮會造成富營養化，使水質惡化，影響水生生物的生長與繁殖。
土壤中的固氮菌和植物的根瘤菌、藍藻等會將空氣中的單質氮轉化為化合態氮(如氨、硝酸鹽)，供植物作養分，但過量氨或銨鹽的存在，會使土壤的土質變壞，反有害於植物生長。
此外，土壤中的硝酸鹽可經反硝化作用生成一氧化二氮，進入平流層大氣中，會與臭氧發生化學反應而耗損臭氧層中的臭氧；因此土壤也是產生破壞臭氧層的痕量氣體的重要發生源之一。
最嚴重的影響當屬富養水（所含氮養分過多）造成的「死亡水域」。氮流入到河流湖泊中後，為水域中藻類植物提供了豐富的營養，導致其快速生長，消耗了水中大部分的氧氣，任何水生動物都因缺氧而無法生存，以至於該水域成為「死水」。在墨西哥海灣密西西比河的入海口處就有一片面積達8000平方英里的「死亡水域」（約20480平方公里）。據統計，全世界約有400塊這樣的區域，總面積高達24.5萬平方公里。

Ⅷ 含硫污染物,含碳污染物,含氮污染物,含鹵素污染物,哪個危害更嚴重

其實他們的危害都是很嚴重的。

Ⅸ 氮氣污染環境嗎

你這完全是屁話。N2在空氣中的含量達到了70percent要是N2會污染環境還得了

Ⅹ 有誰知道 根據硝酸循環，如何控制廢水中的氮污染

含硝酸的污水處理起來相對其他的污水其實並不復雜，一般只要經過勻質、中和除氮幾個步驟就可以了，如果用於農田灌溉，不除氮也能排放，如果用於中水回用或者循環進入飲用水還需要進一步除氮凈化。
硝酸的主要化學元素就是氮、氫、氧，一般經過微生物除氮處理後，氫氧最終以水的分子形式結合，污染最終解除。
那麼處理步驟到底是怎樣的呢？
1·勻質、中和：首先在初級污水處理池中進行蓄水，在某一周期內污水成分穩定的情況下進行勻質，勻質後根據水的酸鹼度進行投葯中和，用對於含硝酸的污水，使用氫氧化鈉、碳酸鈣作為中和劑都比較合適。
2·格柵篩網、氣浮沉澱：這是常規的物理方式解決污水的方法，使水中的顆粒狀固體和不溶於水的液體分離出來，下一步對污水進一步處理。
3·最後一步就是生物除氮：生物除氮的方法有很多種，可以根據自身條件和污水處理要求選擇適合自己的方法，具體的生物除氮方法可以參考：污水怎樣脫氮除磷。
有時候處理後的污水是用於農田灌溉的，如果是有機農作物則必須進行氮磷的徹底處理，但如果是一般農田，含氮的污水反而是一種很好的肥料。