氮迁移转化学位论文

降雨径流过程、土壤侵蚀过程、地表溶质溶出过程和土壤溶质渗漏过程

从1913年Lohis开始对氮的迁移转化进行系统研究以来，到目前为止，人们对氮污染和氮转化的研究已经有九十年的历史，期间经历了从定性阶段到定量阶段的发展历程。定性研究阶段通过模拟研究，主要侧重于机理方面的研究，国外的代表人物有，，，等，国内的代表人物有钟佐燊、朱兆良、李良谟、区自清等。定量研究阶段主要侧重于各种氮化合物相互转化的量之间的关系研究，以公式或数学模型来描述，代表人物有Kinzelbach，，，、王秉忱、孙讷正、林学钰等。研究深度不断加深，如，和倪吾钟等研究了有溶解O2存在条件下NO3—N的反硝化作用（Cho，1982；Zhou et al.，1983；倪吾钟等，2000），赵林等（1999，2001）通过向包气带中注入人工培植的高效脱氮菌对生物除氮的影响因素及变化规律进行了探讨。最近研究发现，在厌氧反应器中氨可直接作为电子供体进行反硝化作用，称为厌氧氨氧化（anaerobic ammonium oxidation，anammox ），许多学者对此进行了研究（Mulder et al.，1995；Roberson et al.，1990；Book et al.，1995；Fre-itag et al.，1987；Abeliovich et al.，1992）。现将 的各种氧化途径及反应自由能总结如下（表2-19）。

表2 -19 的氧化途径及反应自由能表

（据王建龙，1997）

由表2-18可知，一般生活污水中，氮主要以有机氮和氨氮的形式存在，其中有机氮占总氮的37％～41％，氨氮占总氮的59％～63％，亚硝酸氮和硝酸氮含量很少。我国七大水系：长江、珠江、黄河、松花江、辽河、淮河和海河的氨氮普遍严重超标，其中长江和淮河还存在亚硝酸盐污染。室内试验中由于为了探讨排污河中重金属对地下水的影响，加入了硝酸铅，致使试验进水中硝酸氮含量增加。本次试验主要研究了硝酸氮、氨氮和总氮的迁移转化规律，下面依次分阶段进行讨论。

（一）NO3—N的迁移转化

由本章第二节的数据可知，从NO3—N出水浓度和进水浓度的比较来看，三柱都经历了相同的变化过程，即经过了下面三个阶段：出水浓度大于进水浓度，出水浓度略小于进水浓度和出水浓度远小于进水浓度。如柱1第1～20d出水浓度大于进水，第21～43d出水浓度略小于进水，第44 ～225d出水浓度比进水浓度小1～5倍。柱2和柱3，在第1～11d出水浓度大于进水，第12 ～48d柱2的出水浓度比进水浓度小1 ～3倍，柱3的出水浓度比进水浓度小1～4倍，第49 ～216d柱2和柱3的出水浓度比进水浓度小几倍、几十倍到上百倍不等。从三柱出水NO3—N的去除率来看，柱1在31d、柱2在22d和柱3在15d以前，三柱出水的NO3—N去除率为负值，以后去除率逐渐升高，柱1去除率大多在70％以上，柱2和柱3多在75％以上。

第一阶段 NO3—N出水浓度大于进水浓度，去除率为负值。该阶段主要发生在试验初期，由于土柱未被堵塞，污水流速较快，随污水带入柱内少量溶解氧，发生了硝化作用，部分氨氮转化成了NO3—N，同时也不排除原来存在于砂土中的少量NO3—N随污水被带了出来。

硝化作用是指NH4—N在自养型微生物的作用下被氧化为NO3—N的过程。反应分两步进行。第一步是NH4—N通过亚硝化菌转化为NO2—N，第二步是NO2—N通过硝化菌转化为NO3—N，即

河流渗滤系统污染去除机理研究

参与硝化作用的微生物主要为亚硝化毛杆菌属、亚硝化球菌属以及硝化杆菌属，统称为硝化菌。硝化菌的增长与水中NH4—N、溶解氧（DO）以及碳源的浓度有关，但是，一般情况下，碳源不足以成为硝化菌增长的限制因素。因此，硝化菌的增长仅与NH4—N和DO的浓度有关，增长速率符合双重Monod模式，即

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式中：μ为硝化菌的比增长速率，（1/d）；μmax为硝化菌的最大比增长速率，（1/d）；SN为NH4—N浓度，mg/L；So为溶解氧浓度，mg/L；KN为氨氮饱和常数，mg/L；KO为溶解氧饱和常数，mg/L。

影响硝化作用的因素主要包括溶解氧、温度、pH、基质浓度以及毒物等。硝化作用的温度范围为5～50℃，最佳温度为30～35℃。Eh >250～300mV产生硝化作用（沈照理等，1993）。在该阶段三柱NO3—N的出水浓度分别为：～、 ～和 ～，可以看出，柱1>柱2>柱3。本试验中在其他影响因素相同的条件下，影响硝化作用的主要因素应是随污水进入土柱内部的溶解氧的量。在该阶段污水通过土柱的流量和渗流速度分别为：柱1在第1～31d的流量为313～567mL/h，流速为 ～；柱2在第1～22d的流量为62～114mL/h，流速为～；柱3在第15d的流量为46～120mL/h，流速为～，污水流经柱1的流量和渗流速度均大于柱2和柱3，可以有更多的氧随污水进入柱1。另一方面，从渗透介质的性质来看，柱1为粗砂，粗颗粒物质含量大，细颗粒物质含量小，不均匀系数小，介质内部颗粒之间的空隙连通性要好于柱2和柱3，为氧进入土柱创造了较为畅通的通道，所以柱1的硝化作用要强于柱2和柱3。该阶段历时非常短暂，如柱1为20d，柱2和柱3仅为11d。硝化作用时间的长短主要取决于排污河的水质以及河床下部渗透介质的性质等因素。

第二阶段 NO3—N出水浓度略小于进水浓度，出水的去除率开始由负值转变为正值，但去除率数值不大。由于污染物不断随污水被带到土柱内，污染物质的截留、吸附和沉淀等作用使土柱内越来越多的空隙被堵塞，随污水进入介质内的溶解氧越来越少，介质内部由好氧环境逐步向微氧或厌氧环境过渡和转变，硝化作用越来越弱，反硝化作用开始产生。该阶段历时也很短，如柱1为22d，柱2和柱3为36d。

第三阶段 NO3—N的出水浓度远小于进水浓度，出水去除率较第二阶段增大很多。随着渗流时间的延长，土柱内部的堵塞更加严重，能进入柱内的氧变得更少，介质内部基本上成为微氧或厌氧环境，此时NO3—N主要通过反硝化作用去除。该阶段历时很长，柱1为181d，柱2和柱3为167d。

反硝化作用是指NO3—N通过微生物还原为气态氮（N2、N2O）的过程。参与该过程的微生物通常是异养型细菌，其细胞合成所需的能量主要来自于有机碳，适用于厌氧环境。反应式如下：

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上式可分解为下列三个主要反应：

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如果碳源为葡萄糖（C6H12O6），则反硝化作用可表示如下：

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因此，在反硝化过程中， 和有机物两者均作为反硝化菌的基质被同时利用，其反应动力学可用双重Monod模式描述，即

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式中：vDN为反硝化速率，（mgNO3—N/mgVSS·h）；k为最大反硝化速率，（mgNO3—N/mgVSS·h）；k1为有机物的米氏常数，mg/L；k2为NO3—N的米氏常数，mg/L；S1为有机物（BOD5）浓度，mg/L；S2为NO3—N浓度，mg/L。

影响反硝化作用的因素主要有有机碳源的种类和浓度、硝酸盐浓度、溶解氧、温度、pH以及毒物。反硝化作用的温度范围为3～85℃，最佳温度为35～65℃；Eh <250 ～300mV产生反硝化作用，一些学者认为，反硝化的主要产物是N2O；只有pH >7时，N2O可迅速还原为N2，pH <6时，这个反应受强烈抑制（沈照理等，1993）。

综上所述，由于硝化作用非常短暂，它只对排污河形成早期河床下部渗透介质中NO3—N的去除起到一定的作用，NO3—N最主要还是通过反硝化作用去除。

（二）氨氮的迁移转化

三柱氨氮的迁移转化也经历了三个阶段，其中柱2和柱3由于介质性质比较接近，变化规律相似，现分开讨论。

柱1经历了这样三个阶段：第17d以前，出水浓度小于进水浓度，并且出水浓度随时间逐渐增大，第17d时氨氮基本产生穿透；第18～140d，出水浓度仍然小于进水浓度，但进出水浓度非常接近，去除率大多小于10％；第141～225d，出水浓度大于进水浓度。第一阶段，氨氮的吸附作用和硝化作用同时发生，这两种作用对于出水氨氮浓度的变化起着相反的作用，从开始吸附到逐渐达到吸附饱和，出水氨氮浓度应是逐渐增加的，而硝化作用应使氨氮浓度减小，所以，本阶段主要是氨氮达到吸附饱和产生穿透的过程，该过程中也会伴随硝化作用，但硝化作用不对氨氮浓度变化起主导作用；第二阶段，由前面NO3—N的迁移转化规律分析可知，渗流第1～20d主要发生硝化作用，第21 ～43d由硝化作用向反硝化作用过渡，所以在本阶段的前期，会有微弱的硝化作用发生，后期可能还会有少量的吸附作用存在，造成本阶段的氨氮去除率很低；第三阶段，氨氮达到吸附饱和产生解吸，故氨氮出水浓度大于进水浓度。

柱2和柱3经历的三个阶段为：柱2在第1～106d，柱3在第1～96d，出水浓度很小，比进水降低了10多倍；柱2在第107～141d，柱3在第97～131d，出水浓度比进水分别降低了1 ～2倍和2～3倍；柱2在第142～216d，柱3在第132 ～216d，出水浓度比进水浓度有所升高，但升高幅度不大。第一阶段，由于柱2和柱3为中砂，黏粒物质含量大（见表2-4），吸附作用显著，再加上本阶段前期的硝化作用，故出水的氨氮浓度很小，去除率很高（>90％）；第二阶段，随着渗流时间的延长，氨氮吸附渐趋饱和，所以柱2和柱3出水的氨氮浓度开始回升，直至在第131d和第141d分别达到吸附饱和产生穿透；第三阶段，同样是发生了氨氮的解吸。

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其中， 、Ca2＋和Mg2＋为水中相应离子的浓度，meq/L。

AAR和EAR（交换性氨比）的关系遵循下列回归方程：

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式中：EAR为交换性氨比，无量纲；xNH4为土中的交换性氨，meq/100g；CEC为阳离子交换容量，meq/100g。变换式（2-15）可得

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表2-20 氨的吸附计算表

作者对三柱氨氮的吸附进行了计算。通过测试得知，生活污水中的Ca2＋、Mg2＋和 的平均浓度分别为：、和，代入式（2-13）求得水的氨吸附比AAR为，再代入式（2-14）得到交换性氨比EAR为，然后由式（2-16）可求出土中的交换性氨xNH4，xNH4乘以土柱的装土量求得土柱的氨吸附容量，最后可以由土柱的氨吸附容量除以污水中 的浓度，反求出当土柱达到吸附饱和时输入的总水量，计算结果列于表2-20。从表2-20可以看出：柱2和柱3由于污水渗流速度比较慢，水力停留时间较长，所以氨的吸附反应进行比较彻底，达到吸附饱和时输入水量的计算值和实测值相差不大，而柱1则由于渗透介质为粗砂，污水流速快，在试验初期氨的吸附反应进行不充分，所以输入水量的计算值和实测值相差很大。每一种介质都有一定的吸附容量，当达到吸附饱和时，吸附作用对氮的去除很快就会失效，前面的试验结果也证实了这一点，当氨产生穿透以后发生了氨的解吸现象。可见，不管是粗砂还是中砂，氨氮很容易在其中迁移，对地下水构成威胁，只是由于粗砂粒径大，不均匀系数小，污水通过粗砂时渗透流速快，氨氮能够更迅速地进入地下水，而在中砂中，氨氮需要足够的时间，待其达到吸附饱和后同样也能进入地下水，对地下水造成污染。

（三）总氮的迁移转化

总氮的迁移转化规律实际上是氨氮和NO3—N迁移转化规律的综合反映，是吸附作用、硝化作用和反硝化作用共同作用的结果和体现。由于上面已经对氨氮和NO3—N的迁移转化进行了深入探讨，故这里不再对总氮进行过多赘述。

对于一般都有着十几年到几十年纳污历史的排污河来说，吸附作用是非常短暂的，氮去除的最主要机制还应是在微生物作用下的硝化和反硝化作用。室内试验表明，仅在排污河形成初期由于河床下部渗透介质未被污染物质堵塞，渗透性能较好，O2可随污水进入渗透介质内，发生了硝化作用，很快地渗透介质内部变成微氧或厌氧环境，并且排污河形成的时间越长，在河床底部形成的底泥厚度越大，河床下部渗透介质内部的厌氧程度越高。排污河水在下渗过程中氮的去除主要依靠反硝化作用，这是排污河氮转化的最主要的特点。

一、包气带土体生物地球化学特征

包气带土体的结构决定了它的功能，在的钻孔地质剖面中，以浅主要为粉质轻亚粘土及粉土，以深则以砂层为主夹有数层厚度不等的粉质重亚粘土层（表6-1）。

表6-1 试验场ZK1取样孔剖面岩性表

（一）包气带土体剖面微生物分布特征

地下的生物主要是微生物，且以细菌为主，约占微生物总量的70%～90%（钱易等，2000）。微生物的活动不仅能促进岩石、矿物的风化和有机物质的分解，而且在为地表和地下生态系统提供营养和传输物质中起着重要媒介作用。在对整个地球的碳、氮、硫、磷等生命元素的循环特别是在氮素的转化中微生物起着重要作用。地下的微生物种类很多，1 g土壤里的微生物就有几千万个甚至几亿个之多。对正定试验场包气带剖面97组土样作了细菌总数、硝化菌、固氮菌、反硝化菌和脱氮菌的培养鉴定，其随深度变化见图6-1，由此图可看出：5种细菌指标的生物活性变化趋势具有良好的对应关系。在土壤表层0～段，5种细菌指标除个别外，大多显示出由上至下总的递减规律，这和以往土壤学的研究结果是一致的，尤其是细菌总数从106降至103有3个数量级的衰减；但在～出现了一个异常峰值区段，而在～为相对低值区段，～为另一个高峰值变化段，～又为一低值区段，～的剖面末段曲线再次显示微生物活动增强。

图6-1 土样细菌指标随深度变化曲线

的包气带剖面微生物变化特征，一方面验证了以往在表层2m内随深度增加土壤有机质含量减少，微生物活动逐渐减弱的结论；另一方面也看出土壤中微生物分布不是简单的自上而下递减，即使是在2m以内也有波动。如处的细菌总数高于段2倍多。而在2m以下随地质结构的变化出现了微生物活动强弱交替的层段变化。

（二）包气带土体的物理化学指标

包气带土体的物理化学特性决定着微生物的环境特性，这些环境特性影响到微生物菌群的生存、繁殖、组合和作用强度。我们测定了剖面土样的含水量、TDS、Cl-和有机质含量。其随深度变化的特点如图6-2所示。

图6-2 土样物理化学指标随深度变化曲线

1.土体的水理性质指标变化特征

从土样的含水量指标随深度变化曲线看出：其变化特征具有显明的分段性。0～段，含水量均值为7%；～均值为18%；～均值为3%；～均值为20%；～均值为3%；～均值为17%。总体上为3个高值区和2个低值区与细菌分布的峰谷变化趋势一致。土体的含水量与沉积物颗粒粗细所制约的容水性及持水性密切相关，细粒岩土容水性及持水性均优于粗粒岩土，含水量大。另外，靠近地下水饱和带部位含水量往往受毛细作用影响而增大。

2.土体的地球化学指标随深度变化特征

（1）土样的TDS值反映沉积物的可溶盐含量，在剖面中它与含水量随深度变化曲线有较好的关联性。0～ TDS均值为829mg/kg，～为1300mg/kg，～为431mg/kg，～为916mg/kg，～段TDS含量介于800～300mg/kg之间，其均值为544mg/kg。土体的氯离子含量与上述曲线有类似的变化特征。

（2）土样的 、 、 、总氮和碱解氮含量随深度变化情况如图6-3所示。它们的曲线形态表征出包气带土体中各种形态的氮化合物含量在纵向上的变化具有较好的一致性。在土壤表层深度的样品，土壤总氮、碱解氮和 和 含量出现高值，尤以碱解氮明显，在～层段则呈减少趋势；除 外，在～其余4项指标含量都在一个高值区；～ 深度土壤各种氮化合物含量明显增高；～剖面位置上，各种氮化合物含量又处在相对较低的水平，在～水位变动带附近， 含量有所增加。

图6-3 土样氮化合物指标随深度变化曲线

（3）土体有机质含量是沉积环境及其演化的指示剂，随深度变化有机质含量在0～段从逐渐降至，均值为；～ 均值为，～均值为，～均值为，～均值为，与微生物分布对应良好。

综合各指标随剖面深度变化趋势，相互间存在着较好的关联性，曲线间的高值峰段与低值谷段的波动大都相吻合，多数曲线存在着4个峰值和2个低值区段。

第一个峰值段为0～，总特征是多数指标在的近地表段出现高值，而后由高值向低值递减，尤以土壤的细菌总数、有机质含量、总氮含量、碱解氮、亚硝酸盐、反硝化菌和固氮菌表现明显，其他指标变化较平稳。

第二个峰值段为～（主要由粉质轻亚粘土组成），虽然各指标变化幅度有差异，但大多呈现高峰值，特别是土壤含水量、硝酸根离子和氯离子变化较明显，硝酸根离子平均含量为全剖面之最高值。土体中 含量在该段未显示明显的富集特征。

第三个峰值段为～（主要由两层粉质重亚粘土夹薄层粉砂组成），所有指标在该段都显示出峰值特征，尤其是土壤含水量、5种细菌含量和 含量在该段出现高峰值（尤以～层段最高）。

第四个峰值段处于地下水位波动带，为～，土壤含水量与微生物5种细菌在该段都有增高趋势，尤以固氮菌、硝化菌、反硝化菌含量增高明显。

第一个低值段为～，第二个低值段为～，两层段都主要由中砂组成。在此两层段内，各指标均在不同程度上出现含量相对较低的特点，土壤含水量与细菌总数反映得尤为明显。

二、包气带土体剖面特征在氮转化研究中的意义

（一）活性层的生物地球化学作用

由一定比例粘粒成分构成的粘性土层，称之为活性层。这是由于粘性矿物与土壤的吸湿性、对离子及微生物的吸附性以及较高的有机质含量等有关，对土壤微生物生长、繁殖和含量具有很大影响，它成为土壤活性的根本性区带，为此我们把粘性土层称为活性层，它起着生物地球化学屏障的作用。如果说地球化学屏障是指表生带在短距离内迁移条件明显交替并导致化学元素浓集的地段，使元素和化合物由迁移状态变为非迁移状态，那么生物地球化学屏障除了具有浓集元素和化合物的作用外，还具有因活跃于此带的微生物作用促进元素或化合物的转化功能，尤其对氮元素价态转换的影响更为显著，因为氮循环过程中氮素转化的几个重要过程主要由微生物推动。在氮转化研究中把活性层视为生物地球化学屏障对理解和阐释包气带土体剖面的生物地球化学特征具有理论和实际的指导意义。

（二）生物地球化学屏障锋面的构成

与活性层交接的非粘性土层是活性层与非活性层岩性变化过渡地段，是生物地球化学环境的交界线，是相对好气层和相对厌气层并存的部位，形成生物地球化学屏障的锋面。根据它与活性层层位的上下关系，又可分为上锋面与下锋面。就我们所研究的剖面而言，位于粉质轻亚粘土之上的深度段的粉土层段、位于粉质重亚粘土层之上的深度段的中砂层段、位于粉质重亚粘土层之上的深度段的粉砂层段，以及位于粉质重亚粘土层之上的 深度段的中砂层段，均属于上锋面类型；位于粉质重亚粘土之下的深度段的粉砂层段则属于下锋面类型。在我们所研究的剖面上出现的高值峰区主要由生物地球化学屏障与其锋面组成。

从锋面的生物地球化学效应来看，上锋面更为显著。最典型的例子是深度的中砂层段和深度的粉砂层段，除pH值、TDS和Cl-含量外，大多数测试项目均显示了不同程度的高值异常，在诸异常中，尤以细菌总数的增加最为突出。锋面上异常的出现，可能与岩性过渡带通气层和厌气层并存形成了有利于生物地球化学作用的生态环境有关（如通气性、有机质、粒度成分、湿度等因素的贡献性搭配）。其机制问题尚需进一步探讨。

（三）活性层与非活性层某些生物地球化学指标的对比分析

为了研究活性层与非活性层某些生物地球化学特征上的差异性，选择3个厚度较大的粘性土层段和3个厚度较大的中砂层段，进行对比分析（表6-2）。

表6-2 粘性土层段与中砂层段地球化学指标特征

粘性土层段与中砂层段有机质与总氮含量之间具有各自的对应关系：在大多数情况下，前者有机质含量为，总氮量为 n%；后者有机质含量为 n%，总氮量则为 n%，上述对应关系反映了有机质含量与总氮含量的内在关系。

有机质含量和湿度是影响微生物生长和繁衍的重要环境条件，粘性土层正是具备优于砂层的上述条件，因此，在微生物含量上有明显的优势。除表层和接近含水层的砂层段外，在总体上粘性土层中各种菌的含量均高于砂层，尤以硝化菌和固氮菌的反映明显。由于地质剖面上土体粒度成分分布的不均一性以及微生物分布控制性因素的多样性，在剖面上微生物含量的波动较大。粘性土层与中砂层在地球化学指标上的差别如表6-2 所示，主要表现在：前者的TDS与Cl-含量较后者高出1倍多。TDS含量在粘性土层随深度减少，砂层则相反；粘性土层TDS分布所具有的反向演化（即随深度减小）特点，除与近地表人为影响有关外，是否还隐含着气候变化的信息？Cl-含量除～深度的层段外，在粘性土层与砂层均趋向正向演化，其变化幅度很小，这与Cl-的地球化学特点有关。 、 和 在两类土体层段的变化很好地体现了活性层与非活性层的生物地球化学作用的差异。粘性土层 含量最高可高出中砂层3倍之多， 含量可相差一个数量级，而 含量在总体上粘性土层略高于中砂层。

将不同深度的粘性土层的 、 、 含量加以比较可以看出：高值段分别出现在不同的深度上： 在～深度段； 在～深度段； 在～深度段。上述不同价态氮出现于不同深度的特点反映了它们对氧化还原条件的依附性。

需要指出的是：剖面上还出现了两个 含量的高值异常点，分别位于和深度中砂层的两个取样段，其含量分别为24mg/kg与35mg/kg，超出粘土层1倍之多。与上述两异常点相对应，出现全剖面仅有的两个pH值低异常点，分别为和。这是剖面上仅有的偏酸性环境， 特高值出现的机制与其所处的酸性环境有关。这是由于NH3的离子化（即离子化为 ）高度依赖于环境中的pH值，较低的pH值有利于 的积累（陈文新，1996）。

在上述几个地球化学指标中，TDS、 受控于颗粒的吸附性，而Cl-和 则很少受吸附性的影响。Cl-含量在两类土层和不同层位的变化除个别层段外，基本上是在一个数量级内波动。 则不同，其含量不仅有不同土层的变化，也有同一土类不同层段的变化，反映出它的积累过程与微生物分布紧密相关的特点。

（四）水位变动带与氮转化有关的菌群数量异常

异常带出现在薄层（）粉质重亚粘土之下、潜水面以上厚约的中砂层段，是在土体剖面上由包气带向饱水带转换的过渡空间内。它的特点是：与其上部中砂层段不同，粘性土层下的中砂层段的固氮菌、硝化菌、脱氮菌、反硝化菌在此砂层段内没有明显的衰减；硝化菌数超过上覆粘性土层段并达到剖面上粘性土层硝化菌数的最高数量级（107个/g）；脱氮菌、反硝化菌高点值也高出上覆粘性土层的细菌数，形成了以上述菌群活化为特征的微生物垒。另外，与其上部的中砂层段不同，其含水量高出一个数量级，达到粘性土层含水量的量级。在这个层段上还出现了 含量增高的趋势。

将上述异常与所研究的各项指标对比分析，此砂层段的含水量是此异常带可与粘性土层的水理特征相比拟的指标。含水量是否为此层段菌群数量异常的贡献性因子？这只是统计学相关的分析。控制微生物分布的因素很多，复杂的机理问题还需多学科联合深入研究。

三、小结

（1）包气带作为层圈相互作用及由地表向地下传输物质和能量的过渡带，生物地球化学场态研究和开发对评估和防治地下水污染以及进行环境演化和全球变化对比研究具有重要的科学价值。

（2）不同价态的氮及其相关的微生物含量，在包气带土体剖面上随深度的分布不是一个简单的线性递增或衰减。它们在剖面上的丰度波动及其递增和衰减的幅度受土体组构特点的制约。不同粒度成分土体在剖面上的配置关系以及包气带厚度、水位变动带岩性组成及其幅度均对生物地球化学场及其变化产生影响。

（3）在包气带剖面上，不仅自上而下存在着纵向的层间氮转化过程，也在不同的层段内部进行着强度不等的氮素形态转化。只有深入研究上述两个侧面氮转化的机制，才能全面认识氮在地质大循环基础上的地区和地段的生物地球化学小循环特征。

（4）包气带土体剖面上由活性层及相邻土层构成的生物地球化学屏障和锋面及水位变动带的微生物学特征，为氮素污染地下水的阻控以及污染土体（如有机化学物质污染等）的原位生态修复研究开辟了新的思路。

（5）包气带剖面中各项测试指标与其地质结构的对应关系揭示它们对研究区环境演变具有记忆效应，这些指标的提取对认识环境演变过程非常重要。也就是说，包气带中储存着更多环境演变研究的可提取信息，若能展开系统研究将对全球变化影响的对比具有重要意义。