氮肥企业退役地块氨氮污染及其风险研究

陈 云,姜登登,阳昆桦,祝 欣,孔令雅,李旭伟,邓绍坡*

氮肥企业退役地块氨氮污染及其风险研究

陈 云1,2,姜登登1,2,阳昆桦1,2,祝 欣1,2,孔令雅1,2,李旭伟1,2,邓绍坡1,2*

(1.生态环境部南京环境科学研究所,江苏 南京 210042；2.国家环境保护土壤环境管理与污染控制重点实验室,江苏 南京 210042)

基于氮肥企业退役地块土壤、地下水、土壤气和室内空气中氨氮的实测数据,分析了氨氮在各地块中的污染水平和分布特征,评估了氨氮污染的人体健康风险,分析了氨挥发造成的刺激性异味风险和对室内空气质量的影响,及氨氮迁移转化对附近地表水和下游地下水水质的污染风险.分析发现,4个地块中土壤和地下水氨氮含量均表现较强的变异性,土壤中氨氮最高浓度分别高达12700.00,2420.00,2920.00,2370.00mg/kg,地下水中氨氮最高值分别高达7550.00,5100.00,847.00,3760.00mg/L.在平面分布上,4个地块中土壤和地下水较高浓度氨氮均主要分布在生产区和污水处理区,在垂向分布上4个地块间存在差异,氮肥厂I的土壤以黏土为主,多数点位氨氮含量随深度增加而递减,氮肥厂II、III和IV的土壤以粉土/粉砂或粉土夹粉黏为主,氨氮含量总体呈现随深度增加而增加的趋势.4个地块中,仅氮肥厂I在最保守条件下土壤中氨氮的最高危害熵(1.54)略超可接受风险水平(1.0).氮肥厂II和IV的土壤气和室内空气中检出氨浓度范围分别为£9.88mg/m3和£0.18mg/m3,对室内空气质量未产生不利影响.氮肥厂I和II紧邻河流监测井中的氨氮浓度超《地表水环境质量标准》中IV类(1.5mg/L)标准1.05～409.33倍,氮肥厂III和IV污染区地下水中氨氮浓度在至少4次监测结果中有轻微降低,且在下游监测井中发现硝态氮的积累.分析结果表明,4个地块在现状条件下土壤和地下水氨氮污染的人体健康风险较低,对室内空气质量影响较小.但地块地下水中氨氮是附近地表水和下游地下水环境的长期污染源,氨氮转化的硝态氮更易向下游迁移.建议今后处理氮肥企业退役地块氨氮污染时将其对地表水和下游地下水环境的污染风险纳入考虑.

氮肥企业；污染地块；氨氮；人体健康；环境风险

合成氨是氮肥工业的基础,我国合成氨工业始于20世纪30年代,基于农业大国的迫切需要,1956年起,国家开始大力建设氮肥厂.到20世纪70年代末,我国建有小型化肥厂1572家,中型化肥厂56家,到20世纪80年代初,又发展了大型化肥厂28家[1]. 2007年,我国成为世界最大氮肥出口国[2].随着产业转变升级与工业生产入园要求,陆续有氮肥企业退出或搬迁入园.根据中国磷复肥工业协会统计, 2015～2019年全国合成氨企业共退出124家,尿素企业共退出73家.这些退出的氮肥企业将产生疑似污染块,根据2019年污染地块名录公开数据,各省也均有氮肥厂纳入污染地块名录,这些氮肥企业退役地块常具有占地大、历史长等特点.

氨氮是氮肥企业退役地块的特征污染物.地块中氨氮由铵根离子和游离氨组成,且由于微生物作用,氨氮还可能转化为硝酸盐氮和亚硝酸盐氮[3].研究表明,游离氨具有刺激性气味,并会对人体健康产生非致癌风险.人体的急性暴露试验结果表明,当空气中氨气浓度为 50mg/m3,持续2h的暴露条件下,人的眼睛、鼻子和呼吸道将出现轻微的刺激感[4];对某碱厂周边的居民进行的流行病学调查发现,当空气氨浓度为9.2mg/m3,暴露持续时间为12.2年时,人体呼吸道、眼睛、咽喉以及肺部功能等出现病症[5].《室内空气质量》标准中规定氨气的限值为0.2mg/ m3,王亘等[6]研究表明室内氨的嗅阈值为0.23mg/m3,日本测定的氨嗅觉阈值为1.15mg/m3[7].此外,阴离子的硝酸盐和和亚硝酸盐相对于氨氮更易随地下水迁移[8],从而可能影响下游地下水水质和及其环境功能,且亚硝酸盐能与仲铵、叔铵和酰胺类化合物生成致癌的亚硝胺类物质,在进入人体后也可能引起高铁血红蛋白症和婴儿蓝血症[9].

工业用地土壤和地下水中氨氮污染问题已得到研究者关注.Atta等[10]研究表明,垃圾填埋厂范围内的地下水中含有较高浓度的氨氮,对地下水水质产生了不利影响;退役氮肥厂土壤和地下水受氨氮污染严重,且具有较高的人体健康风险,污染分布主要与生产功能区和垂向土壤性质有关[11-12].由于地下环境的厌氧特征,高浓度氨氮经微生物转化的消减过程较为缓慢[13-15],氨氮的迁移性[16]使其具有一定的环境风险,即氨挥发导致的刺激性异味和对室内空气质量的不利影响,以及含水层氨氮对周围地表水和下游地下水的污染风险.而目前缺乏基于实际调查数据的相关研究.因此,本研究基于4个氮肥企业退役地块土壤和地下水中氨氮的实测数据,分析氨氮的污染水平和分布特征,评估氨氮污染对人体健康的风险;结合其中2个地块土壤气和室内空气的检测数据,分析氨挥发可能造成的异味和对室内空气质量的影响;通过监测紧邻地表水监测井中氨氮浓度及氮肥厂III和IV地下水污染区和下游区域至少4次氨氮和硝酸盐氮浓度变化,分析地块氨氮对周围地表水和下游地下水水质的污染风险.本研究阐明氮肥企业退役地块氨氮空间分布特征及对人居环境的潜在风险,为高氨氮污染的氮肥企业退役地块精准治理和科学风险管控提供思路和数据支撑,为此类地块再开发利用的人居环境安全保障提供科学依据.

1 材料方法

1.1 研究地块概况

表1 4个氮肥企业退役地块生产历史、岩土层分布和地下水信息

续表1

研究选择了4个典型氮肥企业退役地块,分别命名为氮肥厂I、II、III和IV.4个地块生产历史长,均以煤为原料合成氨,主要产品有液氨、氯化铵、尿素、碳酸氢铵、纯碱等.所在地土壤均为第四系全新统(Q4)新近沉积土层.地块生产历史、岩土层分布和地下水信息见表1,各岩土层土壤理化性质见表2. 4个地块规划均为住宅用地,氮肥厂I和II尚未开发建设,氮肥厂III和IV地块在调查时已建有一层地下室建筑物.

表2 各岩土层土壤理化性质参数

1.2 样品采集与检测

4个地块均按照《建设用地土壤污染状况调查技术导则》(HJ25.1-2019)和《建设用地土壤环境调查评估技术指南》的要求,采用专业判断和系统布点法开展土壤和地下水的布点采样.

氮肥厂I共布设583个土壤采样点,深度最深至22m,采样单元面积为1600m2,局部污染严重区域为400m2.共51个点位建设地下水监测井,深度为9m,采样单元面积为6400m2.氮肥厂II地块共布设210个土壤采样点,深度最深至地下9m,采样单元面积为1600m2.共43个地下水采样点,深度为7.5m,采样单元面积为1600m2.氮肥厂III地块共布设159的土壤采样点,深度最深至地下13m,49个地下水采样点.同时采集了17个土壤气样品和2个地下室室内空气样品.氮肥厂IV地块共布设181个土壤采样点,最深至地下13m,79个地下水采样点,深度为13m.同时采集了57个地下室室内空气样品.两地块土壤采样单元面积为400m2,地下水采样单元面积为1600m2.

土壤气采集时,将土壤气采集设备的底部插入地下1.0～1.5m的包气带中,采用便携采气桶收集土壤气中的氨气于吸收管中.采集室内空气时,对建筑物内的合适空间进行密封,24h后使用限流采样器采集室内空气中的氨气于吸收管中.

土壤和地下水中氨氮、硝酸盐氮和亚硝酸盐氮,土壤气和室内空气中氨气的检测方法和检出限如表3所示.本研究采用Excel和Origin2018等工具对数据进行分析作图.土壤和地下水中未检出数据以检出限的一半进行统计[17].

表3 各环境介质中氨氮、硝酸盐和亚硝酸盐氮及氨气检测方法和检出限

2 结果与讨论

2.1 氮肥企业退役地块土壤和地下水氨氮污染特征

2.1.1 土壤和地下水中氨氮污染水平 由表4可见,各地块土壤中氨氮含量均表现出极大的异质性.氮肥厂I和II土壤氨氮含量最低未检出,最高分别为12700.00mg/kg和2420.00mg/kg,氮肥厂III在0.13～ 2920.00mg/kg范围内,氮肥厂IV在0.12～ 2370.00mg/kg范围内.因土壤中氨氮尚无国家标准可以参考,研究以河北省《建设用地土壤污染风险筛选值》(DB 13/T 5216-2020)[18]中一类用地筛选值960mg/kg作为参考,4个地块均有超标,但超标样品占比不高,为3.90%～12.90%.通过变异系数可以发现, 氮肥厂I和III土壤中氨氮浓度分布差异较氮肥厂II和IV更大.

由表5可见,4个地块地下水中氨氮的浓度也表现出极大的差异,氮肥厂I在1.01～7550.00mg/L范围,氮肥厂II在ND～5100.0mg/L,氮肥厂III在ND～847.00mg/L,氮肥厂IV在0.030～3760.00mg/L.以《地下水质量标准》[19]中IV类水作为标准,4个地块地下水中氨氮浓度超标比例均较高,为47.50%～92.30%.地下水中硝酸盐氮和亚硝酸盐氮也发现超标,超标比例较氨氮低,分别为5.50%～ 29.60%和0～7.10%.结果说明工业用地地下水氮污染形态以氨氮为主,这与农业用地地下水以硝酸盐氮为主要氮污染形态的不同[20].主要是因为农业用地氨氮位于表层,极易硝化转化成硝酸盐淋溶至地下水[21].

表4 土壤中氨氮检测结果统计(mg/kg)

注:n.d.为未检出.

2.1.2 氨氮在土壤中的分布特征 土壤具有极强的异质性,使得污染物在土壤中的分布呈现不均匀性特征,通常在平面分布上与其生产布局和地下水流向有关,在垂向分布上则与地块土壤性质有关.4个地块土壤中氨氮在各区及不同深度的含量分布情况如图1所示.4个地块土壤氨氮在平面上的分布表现规律较为一致,而氮肥厂I和其他3个氮肥厂在纵向分布呈现较大差异.平面上,土壤中的氨氮含量分布和生产区布局紧密相关,不同布局浓度差异较大.4个地块在各自的生产储存区土壤中检测出较多高浓度氨氮(>1000mg/kg),如合成氨、联碱、尿素合成区及库房区.而其他非生产区如热电厂、办公等区域土壤中氨氮浓度较低.氮肥厂III和IV的污水处理区土壤中氨氮含量也较高,可能是污水管泄漏引起.氮肥厂I的宿舍区也发现个别高浓度氨氮样品,且深度较深,这可能与原企业的历史生产布局演变有关.

表5 地下水中氨氮、硝酸盐氮和亚硝酸盐氮检测结果统计(mg/L)

注:n.d.表示未检出.

图1 各地块土壤中氨氮在平面和垂向上的分布

在垂向上,氨氮含量的分布特征与4个地块土层垂向分布和地下水水位波动有关.氮肥厂I在约-10.0～-2.0m之间基本以黏土和粉质或淤泥质黏土为主,黏粒含量³15%[22].根据研究报导,土壤黏粒含量是影响其氨氮吸附的主要因素之一[23-24],黏粒含量越高,土壤对氨氮的吸附量越高[25-26],氨氮越不易往深处迁移.氮肥厂I土壤氨氮的高值基本分布在-8.0～-0.5m,特别是在-5～-0.5m,且氨氮含量总体呈现向下递减的趋势.至-9m时大多数样品土壤氨氮含量低于125mg/kg.氮肥厂II在约-8.5～-1.8m以粉土和粉砂为主,黏粒含量在<10%[22],氮肥厂III和IV在-10～-2.0m也以粉土或粉土夹粉黏为主,上述土层对氨氮吸附能力较弱,氨氮易随降雨向下迁移.氮肥厂II、III和IV土壤氨氮含量的高值主要分布-8.0～-4.0m,而-4.0～-0.5m土壤氨氮高值点位极少,且氨氮含量总体呈现向下递增趋势,如氮肥厂IV的较多点位在-14.0～-8.5m氨氮含量依然超过了1000mg/kg.

地下水水位的波动也是造成污染物扩散的原因之一[27].根据调查结果,氮肥厂I的平均水位为1.9m,年波动1.0～2.5m,这与氮肥厂I土壤氨氮高值基本聚集在-5.0～-1.0m较为吻合.氮肥厂II平均水位2.4m,年变化幅度约为1.0m,氮肥厂III和氮肥厂IV平均水位为2.8m,年波动约为1.0～2.0m.水位的变化带动氨氮的迁移,且由于土壤黏粒含量少,潜水含水层较厚,使得氨氮在较深层赋存.

2.1.3 氨氮在地下水中的分布特征 4个地块各区地下水中氨氮浓度分布如图2所示.结果显示,地下水中氨氮在各区分布呈现较大的差异性,在产品生产,原料堆存及污水处理等区域浓度较其他区高,最高浓度均在铵产品生产区检出,说明生产区地下环境中氨氮可能是地块氨氮的污染源所在.

此外,地下水和土壤中的氨氮存在吸附解吸平衡,从而在氨氮浓度变化上可能表现出一定的相关性.4个地块各土壤样点氨氮最大含量与地下水中氨氮浓度高低的一致性结果如图2所示.氮肥厂I～III地块土壤和地下水中氨氮浓度高低变化趋势基本一致,土壤样点最大氨氮含量较高的点位地下水氨氮浓度相应较高.在土-水高值一致的点位,土壤氨氮高值主要分布在地下水水位以下的较深层(£-3.0m),如图3所示.而高值不匹配点位的土壤氨氮高值多分布在较浅层(³-3.0m),且深层土壤氨氮浓度低,地下水位较深,典型点位的土壤氨氮含量纵向变化见图4.结合地下水中氨氮浓度的巨大差异和地块较长的生产历史,侧面说明地块地下水中氨氮的迁移性较低.氮肥厂IV的土水氨氮浓度趋势不一致点位较多,且不符合上述规律.这可能与该地块曾经发生的大面积基坑降水有关,基坑降水改变了原有地下水流场,人为使得氨氮产生了迁移,因而造成土水氨氮浓度高低趋势差异较大.

图2 各地块地下水氨氮分布及土壤和地下水中氨氮浓度高低的一致性

图3 典型土-水氨氮高值一致点位土壤氨氮含量纵向分布

图4 典型土-水氨氮浓度不一致点位典型土壤氨氮纵向分布

2.2 氮肥企业退役地块氨氮污染的风险

2.2.1 对人体健康的风险 人体健康风险是指污染物对人体健康的致癌风险或危害水平.土壤和地下水中氨氮由铵根离子(NH4+)和游离氨组成,其中游离氨(NH3·H2O)会对人体健康产生危害[5].因目前NH4+尚未有相关毒理参数,因此进行氨氮人体健康风险评估时,通常采用游离氨的毒理参数进行[11], US EPA给出的经呼吸吸入的参考浓度(RfC)为0.5mg/(kg·d)[28].根据文献报导[11],在不考虑地下水饮用情形下,氨氮的暴露途径主要有经呼吸吸入氨氮污染土壤颗粒物、经呼吸吸入来自室外表层氨氮污染土壤的污染蒸气、经呼吸吸入来自室外下层氨氮污染土壤的污染蒸气和经吸入来自室内下层氨氮污染土壤的污染蒸气四种.为了评估4个地块土壤和地下水中氨氮的人体健康产生风险,保守考虑,假设氨氮全部为游离氨形态,参照《建设用地土壤污染风险评估技术导则》(HJ 25.3-2019)建议的计算模型和默认参数,以土壤和地下水中最大氨氮浓度计算出的氮肥厂I、II、III和IV的危害熵分别为:1.54和0.21,0.29和0.15,0.35和0.02,0.28和0.10.以危害熵超过1认为对人体健康产生危害,除氮肥厂I的土壤中最高危害熵略高于1外,其他情形的危害熵均小于1.且上述计算假设氨氮全部为游离氨情形,而实际情况下土壤氨氮不能全部转化为游离氨,因此上述退役地块由氨氮污染造成的人体健康风险较低.

2.2.2 对室内空气质量影响和刺激性异味风险 土壤和地下水中氨氮可能由氨挥发进入室内空气中,导致室内空气氨气超过《室内空气质量标准》[29]中氨气限值(0.2mg/m3),并可能产生异味.本文采用氮肥厂III和 IV土壤气和室内空气中实测氨气浓度(表6)进行初步分析.结果表明土壤或地下水中的氨氮会通过氨挥发的方式进入气体中,氮肥厂III土壤气中氨气浓度范围从未检出至最高9.88mg/m³,室内空气中氨气浓度显著降低,最高为0.09mg/m³;氮肥厂IV室内空气中氨气浓度范围在未检出至最高0.18mg/m³.但上述室内空气中氨气浓度均未超过文献报导的嗅觉阈值(0.23～1.15mg/m3)和《室内空气质量标准》(GB/T 18883-2002)中的限值(0.2mg/m3).

氨挥发与氨氮浓度、土壤性质、pH值、温度和风速等条件相关,氨氮浓度一定时,疏松的土壤、高pH值、高温和较高的风速有利于氨挥发[30].氮肥厂I、II、III和IV地块各深度土壤平均pH值均在8.00～8.72范围内,地下水pH值分别在6.33～10.86、6.73～12.13、6.74～9.66、6.53～11.53范围.氮肥厂II氨氮含量、地质情况和pH范围与氮肥厂IV类似,因此推测氮肥厂II的氨挥发情形与氮肥厂IV相近.

工业用地土壤相对于农田土壤更板结,氨氮污染深度更深,地下温度低,风速的影响小,这些因素的综合作用导致了工业用地的氨挥发较农业用地弱.上述分析说明在当前氨氮污染水平和地质条件下,由于氨挥发造成的异味风险和对室内空气质量的不利影响较小.

表6 土壤气和室内空气中氨气的浓度统计结果(mg/m3)

2.2.3 对周围地表水和下游地下水的污染风险 本研究中的氮肥厂I和氮肥厂II地块紧邻河流,两河流均为IV类水.氮肥厂I地下水与河流存在季节性互补关系,氮肥厂II为地下水补给河流.因此,地块内氨氮有较大可能影响地表水环境质量.

本文实测紧邻地表水体的地下水监测井中氨氮浓度,根据其是否达到地表水相应标准进行初步分析.氮肥厂I和II西侧紧邻河流位置监测井中的氨氮浓度分析结果如表7所示.监测井中地下水氨氮浓度均超过《地表水环境质量标准》(GB3838-2002)中的IV类水标准[31],氮肥厂I最高超标约135倍,氮肥厂II最高超标约409倍.此外,若以地块地下水作为污染排放源,氮肥厂I和II地下水中最高浓度也超过《污水综合排放标准》中二级标准(25mg/L)的8.08和24.56倍.若这两个地块地地下水中氨氮不进行源消减,可能持续对附近地表水释放氨氮,造成污染.

表7 紧邻地表水体监测井中氨氮浓度(mg/L)

此外,氨氮在地下环境中由于硝化细菌的作用可能转变为更易迁移的硝酸盐和具有致癌效应的亚硝酸盐[32-33],可能对下游地下水造成影响.由研究表明,溶解氧浓度是影响氨氮硝化的关键因子,硝化反应的发生通常需要溶解氧大于0.3mg/L,且反应速率与溶解氧浓度成正比[34].氮肥厂III和IV含水层中各监测期平均溶解氧浓度范围分别为1.01～ 3.10mg/L和1.02～2.10mg/L,均高于0.3mg/L,可能发生硝化反应, 因该条件仍均处于缺氧环境[35],且监测期(除丰水期6月外)含水层基本处于还原状态(平均氧化还原电位分别-45.89～-6.38mV和-46.97～ -14.29mV),因此推断氨氮向硝酸盐氮的转化过程缓慢,该结果与文献报导的一致[36-37]. 为了分析氨氮的转化及其对下游地下水的污染风险,对氮肥厂III和IV污染区及其下游区域部分监测井进行至少4次的监测,结果如图5和6所示.其中MW1～5为氨氨污染区监测井编号,XMW1～3为氨氮污染区下游监测井编号.除氮肥厂III 的MW1和氮肥厂IV的MW2外,其余监测井中氨氮浓度在监测期内有降低趋势,表明其可能发生了形态转化,源区硝酸盐氮浓度没有明显上升,但下游监测井中硝酸盐氮浓度在4次监测中出现了较明显的累积,说明氨氮转化的硝酸盐可能向下游进行了迁移.

目前以保护人体健康为基本思路开展工业地块污染的修复,很少考虑地下水环境和饮用功能,对地下水中氨氮不进行修复,或修复目标较高,地块内氨氮污染源可能长期存在.根据上述分析,由氨氮转化的硝酸盐向下游地下水迁移的风险不容忽视.

图5 氮肥厂III和IV污染区地下水氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮浓度随时间变化情况

图6 污染区下游地下水中亚硝酸盐氮和硝酸盐氮浓度随时间变化情况

3 结论

3.1 土壤和地下水中氨氮含量变异性大,平面分布与原企业生产布局紧密相关,生产区地下环境中氨氮含量最高.氨氮的垂向迁移深度受土壤岩性分布影响,粉质黏土或黏土减弱氨氮的迁移.

3.2 氨氮在地下水和土壤中含量高低变化的一致性取决于地下水水位与土壤高氨氮含量检出深度.地下水水位以下的土壤氨氮含量高,通常地下水氨氮浓度相对也高.

3.3 4个氮肥企业退役地块在现状污染水平和环境条件下,氨氮污染对人体健康产生的风险较小,由于氨挥发导致的异味及室内空气质量变差的风险较小.

3.4 在现阶段基于保护人体健康的地块治理思路下,氮肥企业退役地块中高浓度氨氮将长期赋存并缓慢进行硝化转化成硝态氮,是附近地表水和下游地下水的长期污染源,对地表水和下游地下水水质存在一定的污染风险.

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Pollution characteristics and environmental risks of ammonia nitrogen in retired nitrogenfertilizer plant sites.

CHEN Yun1,2, JIANG Deng-deng1,2, YANG Kun-hua1,2, ZHU Xin1,2, KONG Ling-ya1,2, LI Xu-wei1,2, DENG Shao-po1,2*

(1.Nanjing Institute of Environmental Sciences, Ministry of Ecology and Environment, Nanjing 210042, China；2.China State Environmental Protection Key Laboratory of Soil Environmental Management and Pollution Control, Nanjing 210042, China)., 2022,42(7)：3265～3275

Based on the concentrations of NH4+-N in soil, groundwater, soil gas, and indoor air from abandoned nitrogen fertilizer plants sites, the polluted level and distribution characteristics of NH4+-N in these sites were analyzed, the human health risks for exposure to the NH4+-Nin soil and groundwater were evaluated, and the effects of ammonia volatilization on the risk of irritating odors and indoor air quality, as well as the impact on nearby surface water and downstream groundwater with NH4+-N migration and transformation was also evaluated. The results showed that the concentrations of NH4+-N in the soil and groundwater significantly varied in all four sites. The highest concentrations of NH4+-N in the soil of the four sites were as high as 12700.00, 2420.00, 2920.00, and 2370.00mg/kg, respectively, and the highest concentrations in the groundwater were up to 7550.00, 5100.00, 847.00, and 3760.00mg/L, respectively. The high concentration of NH4+-N was mainly distributed around production and the sewage treatment areas. The vertical distribution of NH4+-N in soil was different in four sites, in which the NH4+-N concentration mainly decreases with the increase of depth in site I, in which the soil is mainly clay, while the NH4+-N concentration generally showed an increasing trend with increasing depth in site II, III and IV that the soil is mainly silt sand or silty clay. The hazard quotient of NH4+-N was calculated in site I with a value of 1.54, which slightly exceeded the acceptable risk level (1.0). The concentrations of NH3(g) detected in soil gas and indoor air were£9.88mg/m³ and£0.18mg/m³, respectively, which had no adverse effects on indoor air quality. The concentration of groundwater NH4+-N in site I and II nearby the surface water exceeded 1.05to 409.33times the Category IV (1.5mg/L) standard in the Environmental Quality Standards for Surface Water. The concentrations of groundwater NH4+-N in site III and IV were slightly decreased during four times monitoring and the accumulation of nitrate nitrogen was found in the downstream monitoring wells. The results suggested that the human health risk of NH4+-N in the four sites were low, and the impact on indoor air quality was weak. However, the groundwater NH4+-N in the site was a pollution source for nearby surface water and downstream groundwater environment in the long term, and the nitrate nitrogen transformed by NH4+-N was more likely to migrate downstream. This study provides a scientific basis and practical experience for considering the environmental pollution risks of surface water and groundwater when dealing with NH4+-N in a site of nitrogen fertilizer plants in the future.

nitrogen fertilizer plants；contaminated site；ammonia nitrogen；human health；environmental risks

X53

A

1000-6923(2022)07-3265-11

2021-12-27

江苏省“双创博士”资助项目(JSSCBS20211318);中央级公益性科研院所基本科研业务专项(GYZX220303,GYZX220101)

* 责任作者, 副研究员, dsp@nies.org

陈 云(1993-),女,安徽淮南人,助理研究员,博士,主要从事工业用地污染物调查评估、迁移转化及修复技术研究.发表论文3篇.