深圳再生水补水河流溶解N2O空间分布和产生机制

杨露娜， 唐常源,3， 李 杏， 曹英杰， 潘泽文

1.中山大学环境科学与工程学院, 广东 广州 510006 2.广东省环境污染控制与修复技术重点实验室, 广东 广州 510006 3.中山大学地理科学与规划学院, 广东 广州 510275 4.武汉工程大学环境生态与生物工程学院, 湖北 武汉 430205

近40年来城市的建设和城区人口的剧增，不仅产生了大量工业和生活污水，同时也使城市河流减少. 为了恢复河流生态流量，城市“再生水”成为重要的河流景观水源. 如深圳城市河流采用再生水补水后河水透明度提高，浊度和色度下降[1]. 但是，再生水会改变补水河流中沉积物的微生物群落结构和功能[2]，减少微生物的多样性[3]，从而影响河流氮循环. 由于再生水中氮、磷营养盐和有机物质的含量仍然较高，再生水的排放易造成水体富营养化[4]，不仅增加CO2的排放[5]，也增加了河流水体N2O溶存量[6]，使其呈现过饱和状态[7]. N2O是一种重要的温室气体，其温室效应潜势是CO2的320倍. 随着全球变暖趋势越来越明显，N2O的排放也引起了人们的高度重视. 据估算，受人为影响的河流河口和大陆架N2O排放占人为源N2O全球年排放量的30%，是大气N2O的重要排放源[8].

河流水体N2O主要来自沉积物而不是自身内部的反应[9]，Ferron等[10]研究发现N2O总是由沉积物扩散进入水体. 尽管硝化或反硝化过程都会产生N2O，而产生N2O的途径却强烈依赖于环境条件，尤其是与沉积物和水体的DO、NH4+、和NO3-的浓度[11]以及微生物种群特征等密切相关[12-13]. IPCC估算河流中硝化作用产生的N2O是反硝化作用的2倍. 尽管反硝化作用产生更多的N2O，由于沉积物表层产生于硝化反应的N2O更易于扩散进入上覆水体，说明硝化作用是沉积物释放到水体N2O的主要来源[14]. 但Beaulieu等[15]研究发现，硝化作用与N2O排放速率并没有显著的相关关系，暗示河流中N2O产生来源不是硝化作用，而是发生在沉积物-水界面的反硝化作用[16-17]. 由此可见，河流N2O的产生过程有待进一步研究.

除了传统的乙炔抑制法以外，近10年同位素解析技术被利用于判别硝化作用和反硝化作用产生N2O的微生物过程[18-19]. N2O的同位素异构体中，14N15N16O 和15N14N16O 的差值被定义为氮同位素异位体位嗜值(site preference，SP)[20]. 无论是从硝化作用还是反硝化作用生成的N2O中的15N都会由于同位素分馏效应而出现贫化. 若在反硝化过程中部分N2O被进一步还原成N2，则剩余的N2O中15N 和18O 会富集[21]. 由此可见，N2O中δ15Nbulk(N同位素总丰度)和δ18O的变化依赖于产生N2O的反应物(前体)，而前体同位素的诸多不确定性又增加了解释N2O产生机制时的难度. 研究表明，由于SP值独立于前体的氮同位素丰度，其动态变化可以揭示N2O产生途径. 该方法对样品干扰小，适用于野外实际条件. 定量评估N2O各个来源的贡献率通常利用同位素二元混合模型，较为常用的为SP-δ15Nbulk和SP-δ18O两种混合模型. 通过“映射方法”将同位素的分馏及混合过程同步量化，甄别并确定在被还原成N2前，N2O分别来自硝化与反硝化作用的占比. 目前，混合模型多应用于识别土壤N2O产生来源，识别河流溶解N2O产生来源方面还鲜见报道.

该研究选择以再生水作为主要补水水源的城市河流为研究对象，分析河水溶解性N2O浓度及其同位素特征值、无机氮和环境因子，探究河流N2O的微生物产生过程及其空间变化特征，以期为城市河流景观修复提供理论依据.

1 材料与方法

图1 深圳西乡河采样点分布Fig.1 Sampling sites distribution of Xixiang River in Shenzhen City

1.1 研究区概况

西乡河位于深圳宝安区南部，发源于羊台山西麓，流经西乡街道，在西乡水闸进入大铲湾，汇入伶仃洋，流域面积17.78 km2. 在西乡河中游修建的铁岗水库是深圳市重要水源之一. 该研究以铁岗水库坝下游全长6.21 km的西乡河河段作为研究对象，沿程布置了X0～X10共11个采样点(见图1). X0采样点位于再生水汇入前，除了汛期需要泄洪以外，固戍污水厂再生水通过管道从X1样点排入，成为水库下游的西乡河段最主要的补给源. 沿程在每间隔约0.7 km处设置一个采样点. 河水流经西乡水闸后，在X10采样点进入大铲湾海湾范围.

1.2 样品采集

2018年2月1日(枯水期)采集X0～X10之间的11个采样点的河流水. 现场用0.45 μm孔径滤膜过滤后分装3个50 mL离心管，其中一个加浓度为8 molL 的硝酸固定待测水中c(Fe2+)、c(Mn2+)；一个加6 molL盐酸固定待测水中c(NH4+-N). 为了分析溶解气体，将20 mL采样瓶放入1 L容器中，先将采样瓶灌满溢出，待容器内水淹没过采样瓶后，在水下加盖封口，确保瓶内无气泡，加入0.6 mL饱和HgCl2溶液以抑制微生物活动. 每个采样点采集3个平行样品，放入低温箱中保存. 为了分析溶解N2O同位素特征值，用100 mL采样瓶，按上述采集溶解气体样品的方法进行采样.

1.3 样品分析

利用便携式传感器(HQd便携式多参数水质分析仪，美国哈希公司)现场测定水温、ρ(DO)、pH和ORP(氧化还原电位)，并用0.5 molL稀硫酸溶液进行滴定来确定c(HCO3-). 主要阳离子〔c(Ca2+)、c(Mg2+)、c(Na+)、c(K+)、c(NH4+-N)〕及主要阴离子〔c(NO3--N)、c(Cl-)、c(SO42-)、c(NO2--N)〕采用离子色谱分析仪(ICS-900，美国赛默飞世尔科技公司)测定. 水中的c(TOC)和c(DOC)采用有机碳测定仪(TOC-VCPH，日本岛津公司)测定.

待测溶解性气体的水样分析前用10 mL He置换制成顶空样品，平衡24 h后采用顶空进样器和装备有电子俘获检测器(ECD)、氢火焰离子化检测器(FID)、热导检测器(TCD)的气相色谱(GC-2014，日本岛津公司)分别测定水样中c(溶解性N2O)、c(溶解性CH4)、c(溶解性CO2). 利用溶解气体吹扫捕集处理系统收集到500 mL的铝箔气袋中. 利用同位素质谱仪(Isoprime-100，德国艾力蒙塔公司)测定δ18O-N2O、δ15Nbulk-N2O和δ15N2-N2O. 另外，样品采集后一周内完成c(Fe2+)、c(Mn2+)(ICP-OES-5300DV，美国珀金埃尔默股份有限公司)和c(NH4+-N)(ICS-900，美国赛默飞世尔科技公司)的分析工作.

1.4 N2O来源贡献率计算

δ15Nα=15Rstandardα15Rstandardα-1

(1)

式中，15Rsampleα为样品α位的15N14N比值，15Rstandardα为标准样品α位15N14N比值.

δ15Nbulk=15Rsamplebulk15Rstandardbulk-1

(2)

式中，15Rsamplebulk为样品的α位和β位15N14N的平均比值，15Rstandardbulk为标准样品的α位和β位15N14N的平均比值.

δ18O=18Rsample18Rstandard-1

(3)

式中，18Rsample为样品18O16O值，18Rstandard为标准样品18O16O值.

δ15Nbulk=(δ15Nα+δ15Nβ)2

(4)

SP=δ15Nα-δ15Nβ

(5)

该方法基于纯细菌培养及土培试验建立的混合线端元，得出混合线(mixing line)、还原线(reduction line)和相应的斜率[22]. 通过两种同位素模型方法分析N2O来源途径，并计算相关的贡献率.

δ0=xδnit+(1-x)δdenit

(6)

式中：δ0为N2O还原前的SP值，‰；下标nit、denit分别为硝化作用和反硝化作用过程；x、1-x分别为硝化作用和反硝化作用过程的相应贡献率.

N2O还原为N2的过程发生同位素分馏，采用封闭系统瑞利模型来表征.

(7)

式(7)可近似为

δr≈δ0+ηred·lnrN2O′

(8)

Fr=1-rN2O′

(9)

式中：δr为N2O还原后的SP值，‰；ηred为N2O还原过程同位素富集系数，取值为-5.9‰[22]；rN2O′和Fr分别为还原过程(N2O→N2)的N2O残留比和还原比.

2 结果与分析

2.1 河水水化学特征

定义西乡河X0～X4河段为上游，X5～X6河段为过渡段，X7～X10河段为下游. 西乡河水化学特征如表1所示. 河水pH的变化范围为6.87～7.73，大部分为弱碱性. 河水EC在再生水汇入点X1为 1 985 μScm，在X3～X6河段中变幅均较小，在X6～X10河段受潮汐的影响逐渐升高. 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氧化过程伴随着氧化产物的不断生成，宏观上ORP不断提高. 河水c(TOC)总体变化范围为0.27～0.62mmolL，在X0～X8河段上呈现逐渐降低的趋势. X9和X10之间的防潮闸降低了中下游流速，从而使TOC积累，ρ(DO)较低，导致ORP下降.

表1 西乡河河水水化学特征

c(SO42-)和c(Cl-)在X1～X6河段变化范围较小，分别在0.82～0.93 mmolL和12.97～14.64 mmolL之间. X6～X9河段受到防潮闸门开启时海水的影响，c(SO42-)和c(Cl-)逐渐升高. 河水c(Fe2+)在整段河道上差异较大，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+)在再生水补充后的河道上变化范围在1.8～2.8 μmolL之间.

2.2 河水氮形态沿程分布

西乡河河水c(NH4+-N)和c(NO3--N)在不同河段变化趋势有明显的差异(见图2).c(NH4+-N)在X1～X4河段较低，在中下游开始升高，在X10由于海水的稀释作用而降低. 可见，中下游沉积物向河水释放了大量的NH4+-N. 上游河水中c(NO3--N)较高，沿程无降低趋势；中下游c(NO3--N)有明显降低趋势. 说明，中下游可能存在反硝化过程消耗河水中的NO3--N. 各采样点河水中c(NO2--N)都在检测限附近，说明无论是硝化或反硝化过程都并无在河水累积NO2--N.

2.3 河水溶解气体浓度及其空间变化特征

枯水期西乡河河水ρ(DO)在1.74～8.35 mgL之间(见图3).ρ(DO)在X1～X4河段上变幅较小，沿程逐渐降低，在X8～X9之间达到最低值. 一般认为ρ(DO)低于2 mgL的水体为厌氧水体. 可见，研究对象上游(X0～X4)属于好氧河段，X5～X6属于过渡段，下游(X7～X10)是厌氧河段. 河水c(溶解性CO2)的变化趋势与ρ(DO)相反，在好氧河段低于744 μmolL，在过渡河段逐渐升高，并在厌氧河段达到最高值，而与海水连接的河口X10点最低.c(溶解性CH4)在好氧河段很低，从过渡到厌氧河段沿程升高.

图2 西乡河河水中c(NO3--N)、 c(NH4+-N)、c(NO2--N)、c(N2O)沿程变化Fig.2 Changes of NO3--N, NH4+-N, NO2--N and N2O concentrations along Xixiang River

图3 西乡河河水中c(溶解性CO2)、 c(溶解性CH4)和ρ(DO)沿程变化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

西乡河河水中δ15Nbulk-N2O值的变化为-19.34‰～12.4‰，属于反硝化过程的范围. δ18O-N2O值的变化范围为51.32‰～73.83‰. N2O的氮氧稳定同位素在再生水汇入的河段都具有沿程升高趋势(见图4)，且氮同位素值的变化较氧同位素更明显. 与δ15Nbulk-N2O和δ18O-N2O相反，河水中N2O氮同位素的SP值沿程降低，变化范围在11.6‰～30.3‰之间.

图4 西乡河河水N2O中氮氧同位素和 择优占位值SP沿程变化Fig.4 Changes of N2O nitrogen and oxygen isotopes and 15N-site preference in the Xixiang River along the path

3 讨论

3.1 滨海再生水补水河流氧化还原环境

c(溶解性N2O)与河水和沉积物中的氧化还原环境关系密切. Champ等[23]从热力学角度提出溶解有机碳与DO、NO3-、Mn4+、Fe3+、SO42-及CO2发生氧化还原时的分带序列. 据此国内外学者对地下水和河流沉积物系统中生物地球化学过程的梯度特征展开了大量的研究[24-25]. 由于河流沿程ρ(DO)梯度不明显和水力停留时间较短等原因，在河道上关于该序列的研究报道较少.

深圳西乡河是一条典型的入海城市河流，为了保持河流景观和防止海水入侵，在入海口设有闸坝. 污水处理厂的曝气处理工序使再生水ρ(DO)较高. 西乡河枯水期河道氧化还原序列如图5所示. 河水ρ(DO)在X1～X4河段较高. 该河段水力停留时间较短，c(NO3-)略有增加，c(溶解性CO2)并未升高，说明沉积物有机物分解不显著(见图2、3). 在X4～X7河段，c(CO2)逐渐上升，DO及NO3-作为电子受体被消耗而浓度降低，有机物作为电子供体被消耗. 此外，c(Mn2+)和c(Fe2+)均在此河段出现峰值. 铁氧化物都可以作为电子受体参与氧化有机物而释放出低价铁离子. 可见，X4～X7河段属于O2-NO3--铁氧化物混合还原带. 从X7～X9河段，河水ρ(DO)降低，c(溶解性CH4)大幅增加. 说明该河段上CO2开始作为电子受体被还原生成CH4. 同时，c(NO3-)在该河段先升后降，也说明该河段上沉积物向河水释放了NO3-，并发生了反硝化过程. 因此，X7～X9河段属于NO3--CO2混合还原带. SO42-在整个河段上未显示出因作为电子受体发生还原反应含量降低的特征，故SO42-还原带未形成.

图5 西乡河枯水期河道氧化还原序列Fig.5 Redox sequence of Xixiang River during the dry season

3.2 再生水河流溶解N2O的产生途径

水环境中的N2O一方面主要在硝化-反硝化和NO3-的异化还原过程[8]或NH4+的厌氧氧化过程[26]中产生，同时另一方面又在反硝化过程中被消耗[27]，始终处于动态平衡状态. 沉积物中产生N2O的主要过程在富营养化的河口是反硝化过程，在中等营养化的河口是反硝化和硝化-反硝化藕合过程，而在贫营养河口是硝化-反硝化耦合过程. 在低ρ(DO)河流，反硝化作用产生的N2O占总N2O产生量的92%以上[28]. 日本玉川河河水无机氮形态和N2O的氮氧同位素及其SP值表明，受到污水处理厂出水影响的河段中河水N2O来源于硝化作用和反硝化作用[29]，而后者的作用是河水中N2O的主要产生途径[30]. 深圳市固戍污水处理厂采用A2O工艺，在污水处理过程中无论是厌氧或好氧阶段都会产生大量的N2O. δSP-δ15Nbulk-N2O 模型计算的结果表明，X1河水中溶解N2O的53.54%来源于硝化作用，其余来自反硝化作用. 根据N2O氮氧多同位素特征值计算模型定量估算硝化作用和反硝化作用对河水N2O的贡献. 硝化作用和反硝化作用对河水中N2O贡献率的变化分别为14.36%～80.53%和19.47%～85.64%(见图6). 其中，硝化作用对河水中N2O贡献最大的点出现在X1. 从X1～X9的整个研究对象河段上硝化作用对溶解N2O的贡献率逐渐降低，在X7～X8河段上的降幅最大(48.50%～29.48%)(见图6). 同时，反硝化作用的贡献率逐渐升高，河水溶解N2O的反硝化作用来源占主要地位.

河水中c(N2O)能够逸散到空气中而降低，也可能由于被进一步还原成N2而降低. 在西乡河的好氧河段，硝化作用产生N2O贡献率降低，说明河底沉积物中反硝化作用的贡献升高，反硝化产生的N2O补充进入河水. 而在此河段上河水总体的c(溶解性N2O)降低(见图3)，且N2O还原成N2的比例降低(见图6)，N2O中氮氧同位素丰度变化也不明显，说明了好氧河段c(溶解性N2O)降低是由于向空气的逸散排放，而不是由于反硝化还原过程所引起的. 西乡河下游厌氧河段，反硝化作用贡献率升高，说明沉积物中反硝化作用产生的N2O进入河水，而N2O还原成N2的比例大幅升高，揭示了N2O的还原也是造成河水中c(溶解性N2O)降低的原因之一.

3.3 河水N2O产生的影响因素

N2O来源于硝化和反硝化反应过程，受ρ(DO)、温度、pH、有机物含量[31-32]及微生物种类等因素影响[33]. 其中ρ(DO)在这两个过程中扮演重要角色[27]，是控制N2O的产生和转化的一个决定性因素[34]. 在过度缺氧环境中反硝化产生的N2O几乎全部被还原为N2. Castro-Gonzale等[28]研究发现，反硝化过程产生的N2O在ρ(DO)为0.15 mgL下又几乎全部被还原为N2；而在ρ(DO)为0.71 mgL下，则部分停留在系统里. 由表2可见，西乡河水中c(溶解性N2O)与ρ(DO)和硝化作用贡献率呈正相关，Sperman相关系数分别为0.800和0.879；而其与厌氧条件下产生的CH4呈负相关.ρ(DO)与硝化作用贡献率呈正相关，Sperman相关系数为0.927，而与N2O还原成N2的比例呈负相关，Sperman相关系数为-0.782. 以上相关关系说明了河水中c(溶解性N2O)受到反硝化作用的控制，且与ρ(DO)有着密切的相关性，这一结果与定量计算结论相一致.c(TOC)与c(溶解性CO2)呈负相关，Sperman等级相关系数为-0.736，与c(溶解性N2O)无显著相关关系，说明了河水中CO2主要来源于有机物的分解，而c(TOC)并不是N2O生成的限制因子.

图6 硝化作用和反硝化作用对河水中N2O的 贡献率及反硝化作用中N2O还原为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 河水水化学参数、溶解性温室气体浓度、硝化作用贡献率和N2O还原比的Sperman相关性分析

注： *在0.05水平(双尾)上显著相关； ** 在0.01水平(双尾)上显著相关；x为硝化作用贡献率；Fr为还原过程(N2O→N1)的N2O还原比.

4 结论

a) 西乡河河水上游为好氧环境，随着流速降低，下游有机质分解好氧而逐渐发育成厌氧环境. 中下游河段上O2、NO3-、铁氧化物和CO2作为电子受体参加氧化还原过程.

b) 再生水进入西乡河后河水c(溶解性N2O)从1.36 μmolL沿程降至0.19 μmolL. 相关性分析表明，影响c(溶解性N2O)的主要影响因素为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对河水中N2O贡献率的变化分别为14.36%～80.53%和19.47%～85.64%. N2O的产生来源在好氧河段中以硝化作用为主，在厌氧河段则以反硝化作用为主. N2O还原成N2的比例在好氧河段逐渐降低，而在过渡和厌氧河段逐渐升高至98%以上. N2O还原成N2的比例与ρ(DO)呈负相关(R2=-0.782,P<0.01)，说明河水中ρ(DO)是影响N2O被还原成N2过程的关键影响因子.

d) 再生水回补向城市河流引入了较高浓度的溶解性N2O和NO3--N，而河道的厌氧环境促进河水中N2O还原成N2，下游河流成为N2O的汇.