楊露娜， 唐常源,3， 李 杏， 曹英杰， 潘澤文

1.中山大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院, 廣東 廣州 510006 2.廣東省環(huán)境污染控制與修復(fù)技術(shù)重點實驗室, 廣東 廣州 510006 3.中山大學(xué)地理科學(xué)與規(guī)劃學(xué)院, 廣東 廣州 510275 4.武漢工程大學(xué)環(huán)境生態(tài)與生物工程學(xué)院, 湖北 武漢 430205

近40年來城市的建設(shè)和城區(qū)人口的劇增，不僅產(chǎn)生了大量工業(yè)和生活污水，同時也使城市河流減少. 為了恢復(fù)河流生態(tài)流量，城市“再生水”成為重要的河流景觀水源. 如深圳城市河流采用再生水補水后河水透明度提高，濁度和色度下降[1]. 但是，再生水會改變補水河流中沉積物的微生物群落結(jié)構(gòu)和功能[2]，減少微生物的多樣性[3]，從而影響河流氮循環(huán). 由于再生水中氮、磷營養(yǎng)鹽和有機物質(zhì)的含量仍然較高，再生水的排放易造成水體富營養(yǎng)化[4]，不僅增加CO2的排放[5]，也增加了河流水體N2O溶存量[6]，使其呈現(xiàn)過飽和狀態(tài)[7]. N2O是一種重要的溫室氣體，其溫室效應(yīng)潛勢是CO2的320倍. 隨著全球變暖趨勢越來越明顯，N2O的排放也引起了人們的高度重視. 據(jù)估算，受人為影響的河流河口和大陸架N2O排放占人為源N2O全球年排放量的30%，是大氣N2O的重要排放源[8].

河流水體N2O主要來自沉積物而不是自身內(nèi)部的反應(yīng)[9]，F(xiàn)erron等[10]研究發(fā)現(xiàn)N2O總是由沉積物擴散進入水體. 盡管硝化或反硝化過程都會產(chǎn)生N2O，而產(chǎn)生N2O的途徑卻強烈依賴于環(huán)境條件，尤其是與沉積物和水體的DO、NH4+、和NO3-的濃度[11]以及微生物種群特征等密切相關(guān)[12-13]. IPCC估算河流中硝化作用產(chǎn)生的N2O是反硝化作用的2倍. 盡管反硝化作用產(chǎn)生更多的N2O，由于沉積物表層產(chǎn)生于硝化反應(yīng)的N2O更易于擴散進入上覆水體，說明硝化作用是沉積物釋放到水體N2O的主要來源[14]. 但Beaulieu等[15]研究發(fā)現(xiàn)，硝化作用與N2O排放速率并沒有顯著的相關(guān)關(guān)系，暗示河流中N2O產(chǎn)生來源不是硝化作用，而是發(fā)生在沉積物-水界面的反硝化作用[16-17]. 由此可見，河流N2O的產(chǎn)生過程有待進一步研究.

除了傳統(tǒng)的乙炔抑制法以外，近10年同位素解析技術(shù)被利用于判別硝化作用和反硝化作用產(chǎn)生N2O的微生物過程[18-19]. N2O的同位素異構(gòu)體中，14N15N16O 和15N14N16O 的差值被定義為氮同位素異位體位嗜值(site preference，SP)[20]. 無論是從硝化作用還是反硝化作用生成的N2O中的15N都會由于同位素分餾效應(yīng)而出現(xiàn)貧化. 若在反硝化過程中部分N2O被進一步還原成N2，則剩余的N2O中15N 和18O 會富集[21]. 由此可見，N2O中δ15Nbulk(N同位素總豐度)和δ18O的變化依賴于產(chǎn)生N2O的反應(yīng)物(前體)，而前體同位素的諸多不確定性又增加了解釋N2O產(chǎn)生機制時的難度. 研究表明，由于SP值獨立于前體的氮同位素豐度，其動態(tài)變化可以揭示N2O產(chǎn)生途徑. 該方法對樣品干擾小，適用于野外實際條件. 定量評估N2O各個來源的貢獻率通常利用同位素二元混合模型，較為常用的為SP-δ15Nbulk和SP-δ18O兩種混合模型. 通過“映射方法”將同位素的分餾及混合過程同步量化，甄別并確定在被還原成N2前，N2O分別來自硝化與反硝化作用的占比. 目前，混合模型多應(yīng)用于識別土壤N2O產(chǎn)生來源，識別河流溶解N2O產(chǎn)生來源方面還鮮見報道.

該研究選擇以再生水作為主要補水水源的城市河流為研究對象，分析河水溶解性N2O濃度及其同位素特征值、無機氮和環(huán)境因子，探究河流N2O的微生物產(chǎn)生過程及其空間變化特征，以期為城市河流景觀修復(fù)提供理論依據(jù).

1 材料與方法

圖1 深圳西鄉(xiāng)河采樣點分布Fig.1 Sampling sites distribution of Xixiang River in Shenzhen City

1.1 研究區(qū)概況

西鄉(xiāng)河位于深圳寶安區(qū)南部，發(fā)源于羊臺山西麓，流經(jīng)西鄉(xiāng)街道，在西鄉(xiāng)水閘進入大鏟灣，匯入伶仃洋，流域面積17.78 km2. 在西鄉(xiāng)河中游修建的鐵崗水庫是深圳市重要水源之一. 該研究以鐵崗水庫壩下游全長6.21 km的西鄉(xiāng)河河段作為研究對象，沿程布置了X0～X10共11個采樣點(見圖1). X0采樣點位于再生水匯入前，除了汛期需要泄洪以外，固戍污水廠再生水通過管道從X1樣點排入，成為水庫下游的西鄉(xiāng)河段最主要的補給源. 沿程在每間隔約0.7 km處設(shè)置一個采樣點. 河水流經(jīng)西鄉(xiāng)水閘后，在X10采樣點進入大鏟灣海灣范圍.

1.2 樣品采集

2018年2月1日(枯水期)采集X0～X10之間的11個采樣點的河流水. 現(xiàn)場用0.45 μm孔徑濾膜過濾后分裝3個50 mL離心管，其中一個加濃度為8 molL 的硝酸固定待測水中c(Fe2+)、c(Mn2+)；一個加6 molL鹽酸固定待測水中c(NH4+-N). 為了分析溶解氣體，將20 mL采樣瓶放入1 L容器中，先將采樣瓶灌滿溢出，待容器內(nèi)水淹沒過采樣瓶后，在水下加蓋封口，確保瓶內(nèi)無氣泡，加入0.6 mL飽和HgCl2溶液以抑制微生物活動. 每個采樣點采集3個平行樣品，放入低溫箱中保存. 為了分析溶解N2O同位素特征值，用100 mL采樣瓶，按上述采集溶解氣體樣品的方法進行采樣.

1.3 樣品分析

利用便攜式傳感器(HQd便攜式多參數(shù)水質(zhì)分析儀，美國哈希公司)現(xiàn)場測定水溫、ρ(DO)、pH和ORP(氧化還原電位)，并用0.5 molL稀硫酸溶液進行滴定來確定c(HCO3-). 主要陽離子〔c(Ca2+)、c(Mg2+)、c(Na+)、c(K+)、c(NH4+-N)〕及主要陰離子〔c(NO3--N)、c(Cl-)、c(SO42-)、c(NO2--N)〕采用離子色譜分析儀(ICS-900，美國賽默飛世爾科技公司)測定. 水中的c(TOC)和c(DOC)采用有機碳測定儀(TOC-VCPH，日本島津公司)測定.

待測溶解性氣體的水樣分析前用10 mL He置換制成頂空樣品，平衡24 h后采用頂空進樣器和裝備有電子俘獲檢測器(ECD)、氫火焰離子化檢測器(FID)、熱導(dǎo)檢測器(TCD)的氣相色譜(GC-2014，日本島津公司)分別測定水樣中c(溶解性N2O)、c(溶解性CH4)、c(溶解性CO2). 利用溶解氣體吹掃捕集處理系統(tǒng)收集到500 mL的鋁箔氣袋中. 利用同位素質(zhì)譜儀(Isoprime-100，德國艾力蒙塔公司)測定δ18O-N2O、δ15Nbulk-N2O和δ15N2-N2O. 另外，樣品采集后一周內(nèi)完成c(Fe2+)、c(Mn2+)(ICP-OES-5300DV，美國珀金埃爾默股份有限公司)和c(NH4+-N)(ICS-900，美國賽默飛世爾科技公司)的分析工作.

1.4 N2O來源貢獻率計算

δ15Nα=15Rstandardα15Rstandardα-1

(1)

式中，15Rsampleα為樣品α位的15N14N比值，15Rstandardα為標(biāo)準(zhǔn)樣品α位15N14N比值.

δ15Nbulk=15Rsamplebulk15Rstandardbulk-1

(2)

式中，15Rsamplebulk為樣品的α位和β位15N14N的平均比值，15Rstandardbulk為標(biāo)準(zhǔn)樣品的α位和β位15N14N的平均比值.

δ18O=18Rsample18Rstandard-1

(3)

式中，18Rsample為樣品18O16O值，18Rstandard為標(biāo)準(zhǔn)樣品18O16O值.

δ15Nbulk=(δ15Nα+δ15Nβ)2

(4)

SP=δ15Nα-δ15Nβ

(5)

該方法基于純細(xì)菌培養(yǎng)及土培試驗建立的混合線端元，得出混合線(mixing line)、還原線(reduction line)和相應(yīng)的斜率[22]. 通過兩種同位素模型方法分析N2O來源途徑，并計算相關(guān)的貢獻率.

δ0=xδnit+(1-x)δdenit

(6)

式中：δ0為N2O還原前的SP值，‰；下標(biāo)nit、denit分別為硝化作用和反硝化作用過程；x、1-x分別為硝化作用和反硝化作用過程的相應(yīng)貢獻率.

N2O還原為N2的過程發(fā)生同位素分餾，采用封閉系統(tǒng)瑞利模型來表征.

(7)

式(7)可近似為

δr≈δ0+ηred·lnrN2O′

(8)

Fr=1-rN2O′

(9)

式中：δr為N2O還原后的SP值，‰；ηred為N2O還原過程同位素富集系數(shù)，取值為-5.9‰[22]；rN2O′和Fr分別為還原過程(N2O→N2)的N2O殘留比和還原比.

2 結(jié)果與分析

2.1 河水水化學(xué)特征

定義西鄉(xiāng)河X0～X4河段為上游，X5～X6河段為過渡段，X7～X10河段為下游. 西鄉(xiāng)河水化學(xué)特征如表1所示. 河水pH的變化范圍為6.87～7.73，大部分為弱堿性. 河水EC在再生水匯入點X1為 1 985 μScm，在X3～X6河段中變幅均較小，在X6～X10河段受潮汐的影響逐漸升高. 研究河段河水ORP都低于200 mV，沿程先升后降. 上游X0～X4河段TOC氧化過程伴隨著氧化產(chǎn)物的不斷生成，宏觀上ORP不斷提高. 河水c(TOC)總體變化范圍為0.27～0.62mmolL，在X0～X8河段上呈現(xiàn)逐漸降低的趨勢. X9和X10之間的防潮閘降低了中下游流速，從而使TOC積累，ρ(DO)較低，導(dǎo)致ORP下降.

表1 西鄉(xiāng)河河水水化學(xué)特征

c(SO42-)和c(Cl-)在X1～X6河段變化范圍較小，分別在0.82～0.93 mmolL和12.97～14.64 mmolL之間. X6～X9河段受到防潮閘門開啟時海水的影響，c(SO42-)和c(Cl-)逐漸升高. 河水c(Fe2+)在整段河道上差異較大，在X1～X4河段低于0.8 μmolL，X4～X7河段升高了3～6倍，X8之后的下游河段降至1 μmolL以下. 而c(Mn2+)在再生水補充后的河道上變化范圍在1.8～2.8 μmolL之間.

2.2 河水氮形態(tài)沿程分布

西鄉(xiāng)河河水c(NH4+-N)和c(NO3--N)在不同河段變化趨勢有明顯的差異(見圖2).c(NH4+-N)在X1～X4河段較低，在中下游開始升高，在X10由于海水的稀釋作用而降低. 可見，中下游沉積物向河水釋放了大量的NH4+-N. 上游河水中c(NO3--N)較高，沿程無降低趨勢；中下游c(NO3--N)有明顯降低趨勢. 說明，中下游可能存在反硝化過程消耗河水中的NO3--N. 各采樣點河水中c(NO2--N)都在檢測限附近，說明無論是硝化或反硝化過程都并無在河水累積NO2--N.

2.3 河水溶解氣體濃度及其空間變化特征

枯水期西鄉(xiāng)河河水ρ(DO)在1.74～8.35 mgL之間(見圖3).ρ(DO)在X1～X4河段上變幅較小，沿程逐漸降低，在X8～X9之間達到最低值. 一般認(rèn)為ρ(DO)低于2 mgL的水體為厭氧水體. 可見，研究對象上游(X0～X4)屬于好氧河段，X5～X6屬于過渡段，下游(X7～X10)是厭氧河段. 河水c(溶解性CO2)的變化趨勢與ρ(DO)相反，在好氧河段低于744 μmolL，在過渡河段逐漸升高，并在厭氧河段達到最高值，而與海水連接的河口X10點最低.c(溶解性CH4)在好氧河段很低，從過渡到厭氧河段沿程升高.

圖2 西鄉(xiāng)河河水中c(NO3--N)、 c(NH4+-N)、c(NO2--N)、c(N2O)沿程變化Fig.2 Changes of NO3--N, NH4+-N, NO2--N and N2O concentrations along Xixiang River

圖3 西鄉(xiāng)河河水中c(溶解性CO2)、 c(溶解性CH4)和ρ(DO)沿程變化Fig.3 Changes of dissolved gases concentration of CO2, CH4 and DO in Xixiang River along the path

2.4 河水N2O氮氧同位素和SP值

西鄉(xiāng)河河水中δ15Nbulk-N2O值的變化為-19.34‰～12.4‰，屬于反硝化過程的范圍. δ18O-N2O值的變化范圍為51.32‰～73.83‰. N2O的氮氧穩(wěn)定同位素在再生水匯入的河段都具有沿程升高趨勢(見圖4)，且氮同位素值的變化較氧同位素更明顯. 與δ15Nbulk-N2O和δ18O-N2O相反，河水中N2O氮同位素的SP值沿程降低，變化范圍在11.6‰～30.3‰之間.

圖4 西鄉(xiāng)河河水N2O中氮氧同位素和 擇優(yōu)占位值SP沿程變化Fig.4 Changes of N2O nitrogen and oxygen isotopes and 15N-site preference in the Xixiang River along the path

3 討論

3.1 濱海再生水補水河流氧化還原環(huán)境

c(溶解性N2O)與河水和沉積物中的氧化還原環(huán)境關(guān)系密切. Champ等[23]從熱力學(xué)角度提出溶解有機碳與DO、NO3-、Mn4+、Fe3+、SO42-及CO2發(fā)生氧化還原時的分帶序列. 據(jù)此國內(nèi)外學(xué)者對地下水和河流沉積物系統(tǒng)中生物地球化學(xué)過程的梯度特征展開了大量的研究[24-25]. 由于河流沿程ρ(DO)梯度不明顯和水力停留時間較短等原因，在河道上關(guān)于該序列的研究報道較少.

深圳西鄉(xiāng)河是一條典型的入海城市河流，為了保持河流景觀和防止海水入侵，在入?？谠O(shè)有閘壩. 污水處理廠的曝氣處理工序使再生水ρ(DO)較高. 西鄉(xiāng)河枯水期河道氧化還原序列如圖5所示. 河水ρ(DO)在X1～X4河段較高. 該河段水力停留時間較短，c(NO3-)略有增加，c(溶解性CO2)并未升高，說明沉積物有機物分解不顯著(見圖2、3). 在X4～X7河段，c(CO2)逐漸上升，DO及NO3-作為電子受體被消耗而濃度降低，有機物作為電子供體被消耗. 此外，c(Mn2+)和c(Fe2+)均在此河段出現(xiàn)峰值. 鐵氧化物都可以作為電子受體參與氧化有機物而釋放出低價鐵離子. 可見，X4～X7河段屬于O2-NO3--鐵氧化物混合還原帶. 從X7～X9河段，河水ρ(DO)降低，c(溶解性CH4)大幅增加. 說明該河段上CO2開始作為電子受體被還原生成CH4. 同時，c(NO3-)在該河段先升后降，也說明該河段上沉積物向河水釋放了NO3-，并發(fā)生了反硝化過程. 因此，X7～X9河段屬于NO3--CO2混合還原帶. SO42-在整個河段上未顯示出因作為電子受體發(fā)生還原反應(yīng)含量降低的特征，故SO42-還原帶未形成.

圖5 西鄉(xiāng)河枯水期河道氧化還原序列Fig.5 Redox sequence of Xixiang River during the dry season

3.2 再生水河流溶解N2O的產(chǎn)生途徑

水環(huán)境中的N2O一方面主要在硝化-反硝化和NO3-的異化還原過程[8]或NH4+的厭氧氧化過程[26]中產(chǎn)生，同時另一方面又在反硝化過程中被消耗[27]，始終處于動態(tài)平衡狀態(tài). 沉積物中產(chǎn)生N2O的主要過程在富營養(yǎng)化的河口是反硝化過程，在中等營養(yǎng)化的河口是反硝化和硝化-反硝化藕合過程，而在貧營養(yǎng)河口是硝化-反硝化耦合過程. 在低ρ(DO)河流，反硝化作用產(chǎn)生的N2O占總N2O產(chǎn)生量的92%以上[28]. 日本玉川河河水無機氮形態(tài)和N2O的氮氧同位素及其SP值表明，受到污水處理廠出水影響的河段中河水N2O來源于硝化作用和反硝化作用[29]，而后者的作用是河水中N2O的主要產(chǎn)生途徑[30]. 深圳市固戍污水處理廠采用A2O工藝，在污水處理過程中無論是厭氧或好氧階段都會產(chǎn)生大量的N2O. δSP-δ15Nbulk-N2O 模型計算的結(jié)果表明，X1河水中溶解N2O的53.54%來源于硝化作用，其余來自反硝化作用. 根據(jù)N2O氮氧多同位素特征值計算模型定量估算硝化作用和反硝化作用對河水N2O的貢獻. 硝化作用和反硝化作用對河水中N2O貢獻率的變化分別為14.36%～80.53%和19.47%～85.64%(見圖6). 其中，硝化作用對河水中N2O貢獻最大的點出現(xiàn)在X1. 從X1～X9的整個研究對象河段上硝化作用對溶解N2O的貢獻率逐漸降低，在X7～X8河段上的降幅最大(48.50%～29.48%)(見圖6). 同時，反硝化作用的貢獻率逐漸升高，河水溶解N2O的反硝化作用來源占主要地位.

河水中c(N2O)能夠逸散到空氣中而降低，也可能由于被進一步還原成N2而降低. 在西鄉(xiāng)河的好氧河段，硝化作用產(chǎn)生N2O貢獻率降低，說明河底沉積物中反硝化作用的貢獻升高，反硝化產(chǎn)生的N2O補充進入河水. 而在此河段上河水總體的c(溶解性N2O)降低(見圖3)，且N2O還原成N2的比例降低(見圖6)，N2O中氮氧同位素豐度變化也不明顯，說明了好氧河段c(溶解性N2O)降低是由于向空氣的逸散排放，而不是由于反硝化還原過程所引起的. 西鄉(xiāng)河下游厭氧河段，反硝化作用貢獻率升高，說明沉積物中反硝化作用產(chǎn)生的N2O進入河水，而N2O還原成N2的比例大幅升高，揭示了N2O的還原也是造成河水中c(溶解性N2O)降低的原因之一.

3.3 河水N2O產(chǎn)生的影響因素

N2O來源于硝化和反硝化反應(yīng)過程，受ρ(DO)、溫度、pH、有機物含量[31-32]及微生物種類等因素影響[33]. 其中ρ(DO)在這兩個過程中扮演重要角色[27]，是控制N2O的產(chǎn)生和轉(zhuǎn)化的一個決定性因素[34]. 在過度缺氧環(huán)境中反硝化產(chǎn)生的N2O幾乎全部被還原為N2. Castro-Gonzale等[28]研究發(fā)現(xiàn)，反硝化過程產(chǎn)生的N2O在ρ(DO)為0.15 mgL下又幾乎全部被還原為N2；而在ρ(DO)為0.71 mgL下，則部分停留在系統(tǒng)里. 由表2可見，西鄉(xiāng)河水中c(溶解性N2O)與ρ(DO)和硝化作用貢獻率呈正相關(guān)，Sperman相關(guān)系數(shù)分別為0.800和0.879；而其與厭氧條件下產(chǎn)生的CH4呈負(fù)相關(guān).ρ(DO)與硝化作用貢獻率呈正相關(guān)，Sperman相關(guān)系數(shù)為0.927，而與N2O還原成N2的比例呈負(fù)相關(guān)，Sperman相關(guān)系數(shù)為-0.782. 以上相關(guān)關(guān)系說明了河水中c(溶解性N2O)受到反硝化作用的控制，且與ρ(DO)有著密切的相關(guān)性，這一結(jié)果與定量計算結(jié)論相一致.c(TOC)與c(溶解性CO2)呈負(fù)相關(guān)，Sperman等級相關(guān)系數(shù)為-0.736，與c(溶解性N2O)無顯著相關(guān)關(guān)系，說明了河水中CO2主要來源于有機物的分解，而c(TOC)并不是N2O生成的限制因子.

圖6 硝化作用和反硝化作用對河水中N2O的 貢獻率及反硝化作用中N2O還原為N2的比例Fig.6 The ratio of contribution of nitrification and denitrification to N2O in river water, and the ratio of N2O to N2 in denitrification

表2 河水水化學(xué)參數(shù)、溶解性溫室氣體濃度、硝化作用貢獻率和N2O還原比的Sperman相關(guān)性分析

注： *在0.05水平(雙尾)上顯著相關(guān)； ** 在0.01水平(雙尾)上顯著相關(guān)；x為硝化作用貢獻率；Fr為還原過程(N2O→N1)的N2O還原比.

4 結(jié)論

a) 西鄉(xiāng)河河水上游為好氧環(huán)境，隨著流速降低，下游有機質(zhì)分解好氧而逐漸發(fā)育成厭氧環(huán)境. 中下游河段上O2、NO3-、鐵氧化物和CO2作為電子受體參加氧化還原過程.

b) 再生水進入西鄉(xiāng)河后河水c(溶解性N2O)從1.36 μmolL沿程降至0.19 μmolL. 相關(guān)性分析表明，影響c(溶解性N2O)的主要影響因素為ρ(DO)(R2=0.800,P<0.01)和c(溶解性CH4)(R2=-0.736,P<0.01).

c) 硝化作用和反硝化作用對河水中N2O貢獻率的變化分別為14.36%～80.53%和19.47%～85.64%. N2O的產(chǎn)生來源在好氧河段中以硝化作用為主，在厭氧河段則以反硝化作用為主. N2O還原成N2的比例在好氧河段逐漸降低，而在過渡和厭氧河段逐漸升高至98%以上. N2O還原成N2的比例與ρ(DO)呈負(fù)相關(guān)(R2=-0.782,P<0.01)，說明河水中ρ(DO)是影響N2O被還原成N2過程的關(guān)鍵影響因子.

d) 再生水回補向城市河流引入了較高濃度的溶解性N2O和NO3--N，而河道的厭氧環(huán)境促進河水中N2O還原成N2，下游河流成為N2O的匯.