地下水位波動帶三氮遷移轉化過程研究進展

劉 鑫，左 銳，王金生，何柱錕，李 橋

（1.北京師范大學水科學研究院，北京 100875；2.地下水污染控制與修復教育部工程研究中心，北京 100875）

地下水是我國的主要供水水源，其分布廣泛、供水量穩定，在城鄉居民生活用水、農業用水等方面發揮著重要作用。某一地區地下水資源量的變化一般與開發利用程度、豐枯水期、跨區域調水、壓采等因素有關，直接表現為地下水位的波動。受天然背景條件和人為污染影響，地下水水質在不同區域表現出明顯的差異性。水位和水質是評價地下水資源的重要指標。以往將二者結合的研究中，主要關注地下水位的恢復對生態系統的改善[1]，和地下水水質安全的地下水位閾值，側重于環境地質災害的水位問題[2-3]。但是，早期的研究缺乏對于水位變化水質響應過程的總結。

近些年來，地下水位波動過程水質的響應逐漸得到了一些學者的關注。“地下水位波動”、“水位波動帶”等關鍵詞逐漸出現在諸多的研究中[4-6]。有研究表明，當地下水位下降時，包氣帶范圍擴大，氧化作用增強，有機質分解，而且包氣帶介質特性和水動力條件的變化導致發生諸如吸附、溶解沉淀等物理化學作用；地下水位升高時，先前存在于包氣帶的污染物可能溶入地下水中，溶濾作用增強[7]。除此之外，也有學者探究了水位波動對土壤水分特征規律影響[5,7]，以及關注地下水中特征組分的遷移轉化過程，例如在地下水位波動過程中，研究三氮[6]、鐵錳[4]、砷[8]等特征組分演化規律及遷移轉化過程，從而探究水位波動條件下污染物的歸趨。前人研究沒有針對水位波動帶環境指標的變化探索規律。

作為地下水典型污染物，三氮（硝酸鹽、亞硝酸鹽、銨氮）在很多地區的土壤、地下水中廣泛存在。三氮參與自然界的氮循環，主要作用包括硝化作用、反硝化作用和異化還原作用等，這些作用需要在微生物的介導下完成[9-11]。這方面的研究已經有較好的總結和綜述，近幾年來，出現了針對地下水位波動帶開展三氮遷移轉化的研究[5-6]。地下水位波動引起波動帶土-水環境要素改變，對三氮的轉化過程影響顯著。水位波動也可能使包氣帶中的三氮浸溶進入地下水中，并在淺層地下水中遷移，進而導致地下水中的三氮污染。目前，對于水位波動帶三氮的遷移轉化過程和機理尚不明確，缺乏深入研究。因此，探究地下水位波動帶三氮的遷移轉化過程及機理具有重要意義。

本文在綜述國內外有關文獻的基礎上，就地下水位波動過程及其影響、水位波動帶三氮的遷移轉化過程和生物地球化學響應分別進行總結，以期為更深入的探討水位波動帶三氮遷移轉化的機理研究提供參考，也為地下水水位閾值管理與三氮污染控制提供科學依據。

1 地下水位波動過程

1.1 地下水位波動過程及影響因素

地下水位隨氣候和人類活動的影響而上下波動，在最高水位和最低水位之間的區域稱地下水位波動帶[12]。地下水位波動包括水位上升、下降兩個過程，是地下水資源量增加或減少最直接的表現形式。它反映了地下水補給、徑流、排泄的動態過程。造成地下水位波動的原因有很多，包括自然條件下，豐水期的降雨補給、潮汐過程、客水、地表水補給地下水過程等，以及人類活動影響下，人工開采、跨區域調水、回灌補給、農業灌溉、水資源保護工程和水利工程建設等[11,13-15]。例如，2014年以來，受潮白河道人工回灌技術實施、南水北調中線工程回補等影響，北京地區地下水位由整體下降轉變為部分地區上升，以懷柔應急水源地為例，其地下水位上升最大幅度超過11 m[14]。在集中開采的地下水水源地，受到間歇性開采影響，開采期開采井附近地下水位隨之下降，停采期地下水位逐步恢復，地下水位反復下降與回升，形成地下水位大幅波動[4]。洱海受豐水期降水補給和側向徑流補給，近岸區地下水位呈現明顯的季節性波動，最大變幅達到20 m[15]。王玉剛等[16]通過研究三工河流域尾閭綠洲水資源動態特征，發現區域輸水灌溉是地下水水位抬升的直接動因。

1.2 地下水位波動帶關鍵環境要素變化

目前，地下水位波動研究主要關注第四系松散孔隙地層，包氣帶巖性以砂土、粉土、黏土為主，多位于平原區、河漫灘、階地以及山前沖洪積扇等。埋深較淺的潛水含水層與地表河流水力聯系密切，同時受大氣降水等補給，潛水位呈現規律性的波動，形成地下水位波動帶。

地下水位波動帶水動力過程不斷變化。在地下水位不斷上升和下降的過程中，潛水面逐漸上升和下移，水位標高不斷增加和下降，可能導致區域含水層水力梯度改變，地下水交換速率增加[17]。相比于水位靜態平衡，水位波動可能攜帶更多的包氣帶物質溶解到地下水中，從而改變地下水的化學組成。長期地下水位波動過程，會導致波動帶內氧化還原條件顯著變化。在水位靜態平衡時，包氣帶至含水層垂向剖面通常從氧化到逐漸還原，并隨地下水位波動而變化。在地下水位上升時，波動帶由氧化環境變為還原環境；在地下水位下降時，波動帶由還原環境變為氧化環境[18]。地下水位上升將飽和帶的孔隙水向上攜帶，從而將非飽和帶內的空氣截留，在靜水壓力作用下，溶解到地下水中，使地下水中溶解氧增加[17]。反之，地下水位下降會導致之前已經飽和的土壤介質暴露在孔隙空氣中，使得土壤空隙中溶解氧增加而趨于氧化環境[19]。Kohfahl 等[17]研究水位波動帶氧氣通量時發現，一定幅度的水位波動是孔隙潛水含水層充氧的重要途徑，且增大地下水位波動幅度，波動帶氧化層厚度也會隨之擴大。Bohlke 等[20]探究了美國安諾卡沙平原地下水位回升后，包氣帶水巖作用過程，包氣帶厚度1～4 m，巖性以中砂為主。水位回升導致包氣帶水巖作用范圍增加，沿著水流路徑由淺至深，氧化還原電位（Eh）降低。隨著Eh 進一步降低，厭氧菌厭氧分解有機物并釋放出有機酸引起pH 降低。探究水巖相互作用對 NO-3和 SO24-分布的影響，認為FeS2和其他含亞鐵相的離子是反硝化的主要控制因素。

當包氣帶存在細顆粒介質（如黏性土）時，水位波動過程影響著波動帶中的吸附-解吸以及微生物功能[21-22]。在低水位期，地下水中污染物的稀釋、吸附占主導作用，同時，地下水位下降引起水位波動帶通氣量增加，促進微生物降解作用。在高水位期，水位上升增加地下水與包氣帶中污染物的接觸范圍，以介質中污染物的解吸作用為主，污染物再次進入地下水，同時形成厭氧環境，好氧微生物作用受到抑制[21]。當前研究表明，水位波動導致氧化還原條件改變會影響波動帶的生物地球化學和微生物動力學特征，波動帶內微生物群落具有更大的功能多樣性和靈活性，可以適應不斷變化的含水飽和度和氧化還原電位[18]。水位的波動有利于有機質的遷移，以及土壤中營養物質和氣體的擴散，波動帶有機質得到補給，所以環境中微生物的營養供給更充足[23]。同時，由于土壤微生物活動與生物氣體（CO2、CH4、N2O 等）的動力學密切相關，地下水位的波動也可能會調節與大氣的氣體交換[24]。水位波動過程也影響著波動帶土壤含水率、基質勢，使其呈現周期性的改變[18]。最后，地下水位的改變和氧化還原條件的相關變化可能會使波動帶具有獨特的地球化學和礦物學特征，如綠銹族混合價鐵礦物的存在[18]。

因此，地下水位波動過程中水動力條件和生物地球化學特征的不斷響應，波動帶介質中土壤含水率、氧化還原電位、氧氣和有機質含量等表現出一定的分帶規律，沿著水流路徑會形成特定的物理、化學梯度，進而形成特定的生物群落分帶格局，并發生著不同的生物地球化學過程。同時，水位波動影響著地下水水化學作用，如吸附、解吸作用的發生，從而控制污染物的遷移轉化。

2 地下水位波動帶三氮的遷移轉化過程

2.1 地下水中的“三氮”污染特征

作為地下水中的典型污染物，三氮的來源、遷移及轉化規律已有大量研究[6,11,25-27]。地下水中氮的來源主要包括土壤有機氮礦化、地表富營養水體補給、農業氮施肥、生活污水排放等。 NH+4由于帶正電荷，容易被帶負電荷的土壤顆粒吸附，控制其在地下水中的遷移過程。 NO-3由于水溶性強，吸附能力弱，很容易通過大氣降水或灌溉補給，直接發生垂直遷移進入地下水中，造成淺層地下水污染。一些實驗和現場研究表明，NH+4進入土壤后,在包氣帶土層的淺表層被迅速吸附而減少，在不同土壤剖面上 NH+4的起始濃度隨土壤剖面深度的增加而下降，NO-3在地下水中含量迅速增加[26-27]。地下水中的 NO-2極不穩定，容易被氧化成為 NO-3。地下水中 NO-2含量總是小于 NO-3、NH+4的含量，但由于其化學性質和環境毒性大，常被視為重要的氮污染標志[26]。自然界中氮循環過程見圖1，三氮參與的轉化過程包括硝化作用、反硝化作用和異化（同化）還原作用等。其他的過程也影響著氮的轉化，例如有機氮礦化作用、厭氧氨氧化作用等。三氮的轉化受地下水化學組分、微生物群落結構、氮素種類及其濃度、溶解氧、有機碳含量等因素的影響，同時還受到土壤介質物理性質，地下水流速與滯留時間等因素間接影響[11]。

2.2 地下水位波動帶三氮的遷移和轉化過程

隨著地下水位波動，受波動帶內氮素原始累積量、波動帶介質顆粒大小、水動力條件影響，三氮呈現不同的遷移特征[28]。水位上升對包氣帶污染物存在強烈的浸溶過程，有利于在地下水中的側向遷移。Rasiah 等[28]連續2 個豐枯水期對加拿大Mulgrave 河流域39 個監測井中硝酸鹽、氨氮監測發現，地下水中硝態氮和氨氮的濃度隨著雨季地下水位增加而增加，在雨季高峰期出現波動，在雨停后隨水位下降而下降，高水位期濃度可增加至低水位期的近50 倍，且氮的浸出量隨氮肥施加量的增加而增加。豐水期地下水對地表河流側向補給時，豐水期地表水中52%的氮污染增長來自于地下水[28]。這與zhang[29]室內試驗的結果一致，她認為水位波動促進介質中可溶性氮素的解吸和溶濾，使其更充分的溶解進入地下水中，并隨著水位降低過程地下水不斷向外遷移。Huang 等[25]研究得到了同樣的結論，并認為過量施用氮肥，波動帶中的氮肥積累已經造成了西南地區地下水中氮素含量超標，并存在氮素進一步淋溶污染的潛在風險。由此可見，當包氣帶存在三氮的累積性污染，降雨、灌溉、人工補給等導致地下水位波動時，三氮存在向地下水中遷移的可能，且隨著地下水的側向徑流，遷移進入其他水體。水位波動帶中氮的積累量和補給水源的入滲速率及入滲量是直接影響三氮遷移過程的關鍵因素，垂直入滲補給和蒸發蒸騰速率控制的地下水位波動影響著地下水的氮負荷[30]。水位波動帶土壤孔隙度、黏粒含量等也是三氮遷移的影響因素[30-31]。

波動帶內環境指標呈現規律性變化，同時刺激微生物活動，從而影響三氮在水位波動帶內的轉化行為。目前水位波動對污染物轉化過程影響的研究多聚焦于對氧化還原環境十分敏感的組分，如鐵、錳、砷等的轉化規律[4,8]，針對三氮研究并不多見。對于水位波動帶三氮轉化過程的研究集中在水位波動過程三氮含量的變化規律和與環境指標相關性分析，從微生物群落結構和功能基因豐度層面探究其機理。如李翔[6]通過開展土柱對比實驗，探討不同水位波動幅度下氮素運移規律。結果表明，水位上升階段，硝化作用減弱，反硝化作用增強，土柱內硝態氮濃度減小，銨態氮濃度增大；水位下降階段，土柱內硝化作用增強，NO-3濃度隨之增大。這與楊洋[5]室內試驗的結果一致。水位變化幅度較大，NO-3的變化幅度也較大。

氧化還原電位是影響反硝化作用的主要因素。潛水位抬升將導致厭氧環境范圍擴大，有利于反硝化作用進行，最終導致氨氮濃度增加[31]。杜濤[32]認為地下水位回升后，地下水中總氮含量將會一定幅度的降低，有利于降低地下水硝酸鹽污染程度。Li 等[27]利用實測資料研究了地下水位波動對地下水三氮含量的影響，研究表明，氧化還原電位和硝態氮含量與地下水埋深有較強的相關性。硝態氮與銨態氮濃度呈顯著的負相關，pH 值與硝態氮濃度也呈顯著負相關。地下水位變化影響著土壤水分的理化性質，并進一步對三氮在土壤中的遷移產生顯著影響。Zhang 等[29]通過室內砂箱試驗探究水位波動帶三氮變化規律及微生物的響應過程，結果表明，隨著地下水位下降和土壤剖面持續干燥，波動帶內反硝化作用減弱，硝化作用增強，波動帶內三氮含量變化與微生物群落結構及功能基因顯著相關。

綜上，地下水位波動促進波動帶內三氮浸溶進入地下水，且有利于其在地下水中的遷移，存在造成地下水水質污染的可能。地下水位波動影響三氮轉化過程，總體趨勢：水位上升，硝化作用減弱，反硝化作用增強；水位下降，硝化作用增強，反硝化作用減弱。

3 地下水位波動帶三氮的生物地球化學過程

3.1 三氮轉化的微生物驅動

微生物是三氮生物地球化學過程的重要媒介，對水位波動帶三氮遷移轉化起著關鍵性的作用。近些年來，研究自然環境（土壤、地表水、地下水）中參與氮循環的功能微生物種類和多樣性是環境微生物領域的研究熱點[33-34]。近十年來，分子生物學檢測技術得到長足發展。除了PCR 擴增技術、變性梯度凝膠電泳技術（DGGE）、末端限制性片段長度多態性分析技術等，基因芯片、高通量測序技術也廣泛用于三氮轉化微生物的分子檢測研究中。隨著生物地球化學循環研究方法與分子生物學檢測技術的廣泛結合，氮循環的機制和過程認識更加深入。三氮參與氮循環的多個關鍵過程，包括硝化作用、反硝化作用、異化還原作用及同化還原作用等，參與作用的微生物功能基因見圖1，具體功能基因信息見表1。KEGG（Kyoto Encyclopedia of Genes and Genomes，http://www.genome.jp/kegg/）基因數據庫是系統分析基因功能，聯系基因組信息和功能信息的大型知識庫，KEGG 數據庫注釋下的氮循環通路為ko00910。

3.1.1 硝化作用

硝化過程是指 NH+4氧化為 NO-3的過程（NH+4→NH2OH→ NO-2→ NO-3）。多數研究表明，硝化作用需要分步完成，包括將 NH+4氧化為 NO-2的亞硝化過程和NO-2氧 化為 NO-3的硝化過程[13]，參與這兩個過程的氨氧化菌和亞硝酸鹽氧化菌統稱為硝化作用菌，常見的硝化作用菌包括亞硝酸菌屬（Nitrosomonas）、紅球菌屬（Rhodococcus）、假單胞菌屬（Pseudomonas）等。氨氧化是硝化作用的關鍵步驟，主要由氨氧化古菌（AOA）和氨氧化細菌（AOB）參與完成，氨單加氧酶基因（amoA）是氨氧化過程的標志基因。因此，amoA基因是硝化作用中最受關注的基因，常用于分析氨氧化古菌（AOA）和氨氧化細菌（AOB）的豐度和多樣性，進而標記硝化作用進程。目前研究表明，AOA、AOB 廣泛存在于土壤環境中，amoA基因和AOA/AOB 比值隨土壤深度增加而增大[35]。氨氮的濃度、氧氣含量、以及pH 值等環境因素會影響AOA 和AOB 在氨氧化過程的貢獻，從而導致兩種氨氧化菌的生態位分離[36-37]。Gurbry-Rangin等[37]利用高通量測序對英國47 個土樣的氨氧化古菌（AOA）的多樣性進行分析，發現氨氧化古菌（AOA）的多樣性隨pH 增加顯著增加，amoA豐度隨pH 變化而變化；氨氧化古菌（AOA）更適宜生存在低氮、強酸和高溫條件，氨氧化細菌（AOB）更易存在于高氮、中性和堿性條件。由此可見環境因素能夠主導AOA、AOB 的功能，進而影響硝化作用過程。此外，土壤濕度、總有機碳、總氮含量對 AOA 和 AOB 均有顯著影響[38]。除amoA基因外，羥胺氧化還原酶基因hao、亞硝酸鹽氧化還原酶基因nxrA也是參與硝化作用的重要功能基因。

3.1.2 反硝化作用

硝化-反硝化作用是耦合發生的過程，也是控制三氮遷移轉化的關鍵作用。反硝化作用是將 NO-3還原成N2的過程（NO-3→ NO-2→NO→N2O→N2）。反硝化作用是一個比較復雜的兼性厭氧過程，普遍認為細菌是反硝化優勢種群。常見的反硝化功能菌多為兼性厭氧化能異氧菌，主要包括芽孢桿菌屬（Bacillus）、假單胞菌屬（Pseudomonas）、產堿桿菌屬（Alcalogenes）、微球菌（Micrococcus）、副球菌屬（Paracoccus）等。

硝酸鹽還原酶控制著 NO-3還原為 NO-2的過程，標記基因narG是硝酸鹽還原酶的標志性基因。 NO-2還原為NO 的過程是反硝化作用的標志性反應，相應的亞硝酸鹽還原酶是執行該步驟的限速酶，其常用的標志基因有nirK和nirS，其豐度常被用來表征及預測N2O 的釋放[39]。氧化亞氮還原酶控制著N2O 還原為N2的過程，是反硝化作用的最后關鍵環節，此酶的標志基因nosZ是研究反硝化微生物的功能標志基因[33]。傳統觀點認為反硝化作用只發生在無氧或微氧條件下。但20世紀80年代研究發現，好氧反硝化菌具有周質型還原酶，該酶活性對于氧氣不敏感，可以驅動反硝化作用在好氧環境中進行，至今，好氧反硝化菌僅在細菌中發現[40]。Mosier 等[41]分析了美國舊金山灣沉積物中含nirK和nirS的反硝化微生物空間變化特征，結果表明沉積物中反硝化能力與nirS基因的豐度高度相關。Huang 等[42]分析珠江水體反硝化相關的功能基因，發現nirS與nirK主要聚集在水體深度0～10 cm 處，nosZ分布于深度5～15 cm 處，narG集中分布在15 cm以下。在高硝酸鹽濃度影響下，narG和nirS的豐度較高；在貧營養環境中nosZ具有更高的活性。土壤沉積物中無機氮的含量（包括 NO-3、NO-2和NH+4）、有機質的含量、溶解氧和氧化還原電位都將影響反硝化相關基因的分布。

表1 參與三氮轉化的主要功能基因信息Table 1 Main functional gene information of the three-nitrogen transformation

3.1.3 異化還原作用與同化還原作用

異化還原（DRNA）和同化還原作用都指將 NO-3還原成 NH+4的過程（NO-3→ NO-2→ NH+4）。有研究表明與發酵有關的梭狀芽孢桿菌（Clostridia）、脫硫弧菌（Desulfovibrio）、假單胞菌（Pseudomonas）在硝酸鹽缺乏條件下都可以進行DRNA 過程。同化還原與異化還原作用的不同之處在于同化還原作用需要NAD（P）H 作為電子供體，且存在有機氮中間體[43]。由于傳統分析方法很難辨別異化還原過程的產物從而識別這一過程，且在厭氧條件下，反硝化作用更容易發生，所以對異化還原過程關注度較低。近些年來，通過識別功能基因nrfA（亞硝酸鹽異化還原酶標記基因）可以較好地標記異化還原過程。與nirB相比，nrfA基因在微生物中更加廣泛的存在。有研究表明，nrfA基因相對于nirB基因對低濃度 NO-3更敏感[44]。由于DNRA過程需要分解有機質，在碳受限情況下，DNRA 過程會被抑制。隨土層從上而下，由氧化環境變為還原環境，nrfA的分布受 NH+4濃度影響，nrfA基因豐度減小，但相對豐度增加[42]。有研究表明，DRNA 反應速率隨溫度升高而降低，且其反應過程與pH 具有一定關系[45]。硝酸鹽同化還原酶的標記基因為narB基因。

3.2 水位波動帶三氮轉化的微生物響應

目前針對于水位波動帶三氮轉化相關微生物的研究不是很多，且主要聚焦于硝化和反硝化作用的相關微生物功能菌和功能基因，對于其他過程研究較少。趙磊等[12]研究了農田水位波動帶中氮循環功能菌群分布特征，發現在波動帶中上層，由于施肥影響氨氮含量較高，氧氣含量豐富，硝化菌群占絕對優勢，利于發生硝化作用；硝態氮不易被土壤吸附，容易向下遷移聚集在波動帶下層，硝態氮增加以及波動帶下層偏還原的條件致使反硝化細菌豐富，反硝化作用加劇。波動帶與異化還原作用相關的NrfA基因也在厭氧環境中比在好氧環境中豐度更大[11]。Liu 等[36]研究表明，氧化還原電位與AOA、AOB 豐度呈顯著的正相關關系，水位周期性上升，土壤中氧化還原電位降低，AOA 和AOB 的amoA基因拷貝數均有所下降，這可能會減弱波動帶內的氨氧化過程，從而削弱硝化作用。且與AOB 相比，AOA 在水位波動帶具有更強的適應能力，尤其是在低氧條件下具有更強的耐受性。這與Leininger 等[35]研究結果一致。在深度0～30 cm的農業土壤中，AOA 與AOB 所占比值在1 000 以下；在30～40 cm 缺氧時，比值上升到3 000 以上[35]。崔榮陽等[46-47]模擬地下水位升降過程，分析不同水位條件下土壤剖面AOA-amoA、AOB-amoA、nirK、nirS、nosZ基因豐度的變化特征，研究結果表明，水位波動對以上功能基因豐度均有顯著影響，AOA-amoA、AOBamoA基因豐度隨著地下水位下降而增加，nirK、nirS、nosZ基因豐度隨著地下水位下降而降低。且AOAamoA和nirS基因對水位升降更敏感，分別在水位波動過程硝化與反硝化作用中占主導地位。水位波動過程造成的土壤水分變化也將影響部分功能基因豐度，劉若萱等[48]通過室內培養實驗探究不同土壤水分條件對硝化和反硝化的影響。結果表明，nirS、nirK及AOB-amoA的豐度均隨著水分增加而增加，當nirS、nirK及AOB-amoA的豐度最高時，硝化和反硝化活性也最高，表明這些基因在土壤硝化和反硝化過程中起了重要作用。Zhang 等[29]通過室內試驗探究了淺層地下水位波動過程三氮轉化功能基因的響應，結果顯示樣本中變形菌門和酸桿菌門是波動帶的優勢菌門。當地下水處于低位，波動帶持續干燥，反硝化功能基因豐度逐漸降低，硝化功能基因逐漸增加。隨著土壤深度增加，微生物功能基因豐度降低，土壤中水分含量、總氮、總磷、氨氮、硝酸鹽以及pH 等化學指標與波動帶中微生物群落結構顯著相關，nosZ/narG和nosZ/（nirK+nirS）是控制水位波動過程三氮轉化的關鍵基因組。

綜上，水位波動過程直接影響波動帶內氧化還原條件以及化學組分的再分布，微生物群落結構和功能基因隨之響應，進而影響三氮的轉化。普遍規律有：波動帶上層，硝化菌群為優勢菌群，下層偏還原的條件致使反硝化菌群富集。水位上升過程，與硝化作用相關的AOA 和AOB 的amoA基因豐度降低，與反硝化作用相關的nirK、nirS、nosZ基因豐度增加；水位下降過程，AOA 和AOB 的amoA基因豐度增加，nirK、nirS、nosZ基因豐度降低。

4 結論與展望

針對地下水位波動帶三氮遷移轉化過程進行系統綜述，對地下水位波動帶關鍵環境要素變化特征、三氮的遷移轉化規律以及微生物功能菌群和功能基因響應等方面的研究進行了歸納和總結。現有研究表明：（1）水位波動帶中環境指標如土壤含水率、氧化還原電位、溶解氧和有機質含量等均表現出一定的分帶性規律。（2）隨著地下水位波動，包氣帶中的三氮易浸溶進入地下水并發生遷移。且地下水位上升，硝化作用減弱，反硝化作用增強，地下水位下降，硝化作用增強，反硝化作用減弱。（3）波動帶三氮轉化相關的微生物菌群結構和功能基因更多樣化，呈現一定的分布特征。如波動帶上層，硝化菌群為優勢菌群，下層偏還原的條件致使反硝化菌群富集等。

目前，雖然國內外對水位波動帶三氮遷移轉化過程已經取得了一定的研究成果，但主要還是聚焦于某些化學指標（如氧化還原電位、土壤含水率、pH 值等）含量、微生物功能基因變化以及多因素間相關性展開討論，對于水位波動條件下三氮遷移轉化的機理探討仍較為薄弱。且目前的研究主要針對硝化作用和反硝化作用，對于其他的三氮轉化作用聚焦較少，參與作用的微生物標志性功能基因的研究也較少。為完善水位波動帶三氮遷移轉化過程研究，進一步研究中需要關注：（1）水位波動帶三氮轉化及與微生物作用機理。將水化學演化分析與分子生物學高通量測序技術相結合，在了解波動帶環境指標變化的前提下，深入研究波動帶三氮轉化機理及微生物功能基因響應，探究影響三氮轉化的關鍵功能基因。（2）除關注硝化、反硝化作用外，增加異化還原、同化還原和厭氧氨氧化等作用過程的研究，擴展補充波動帶三氮轉化的更多過程，同時識別以上過程的微生物標志性功能基因。（3）探究不同情境（降雨、客水補給、人工開采）、不同影響因素（波動幅度、波動周期）的水位波動過程。細化分析不同情境水位波動影響的三氮遷移轉化，對比不同波動幅度、波動周期對三氮轉化的影響，識別水位波動帶三氮轉化過程的關鍵影響要素。筆者認為，深化認識水位波動帶這一特殊的環境條件下三氮的遷移轉化過程，可以為地下水位閾值管理提供科學依據，同時可以有效緩解由于水資源不合理開采或者補給引起的地下水中的三氮污染問題。