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(diǎn)實(shí)驗(yàn)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(lái)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(shí)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(bǔ)水后河水透明度提高，濁度和色度下降[1]. 但是，再生水會(huì)改變補(bǔ)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(yíng)養(yǎng)鹽和有機(jī)物質(zhì)的含量仍然較高，再生水的排放易造成水體富營(yíng)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(guò)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(shì)是CO2的320倍. 隨著全球變暖趨勢(shì)越來(lái)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(lái)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(kuò)散進(jìn)入水體. 盡管硝化或反硝化過(guò)程都會(huì)產(chǎn)生N2O，而產(chǎn)生N2O的途徑卻強(qiáng)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(kuò)散進(jìn)入上覆水體，說(shuō)明硝化作用是沉積物釋放到水體N2O的主要來(lái)源[14]. 但Beaulieu等[15]研究發(fā)現(xiàn)，硝化作用與N2O排放速率并沒(méi)有顯著的相關(guān)關(guān)系，暗示河流中N2O產(chǎn)生來(lái)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(jiàn)，河流N2O的產(chǎn)生過(guò)程有待進(jìn)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(guò)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(wú)論是從硝化作用還是反硝化作用生成的N2O中的15N都會(huì)由于同位素分餾效應(yīng)而出現(xiàn)貧化. 若在反硝化過(guò)程中部分N2O被進(jìn)一步還原成N2，則剩余的N2O中15N 和18O 會(huì)富集[21]. 由此可見(jiàn)，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(jī)制時(shí)的難度. 研究表明，由于SP值獨(dú)立于前體的氮同位素豐度，其動(dòng)態(tài)變化可以揭示N2O產(chǎn)生途徑. 該方法對(duì)樣品干擾小，適用于野外實(shí)際條件. 定量評(píng)估N2O各個(gè)來(lái)源的貢獻(xiàn)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(guò)“映射方法”將同位素的分餾及混合過(guò)程同步量化，甄別并確定在被還原成N2前，N2O分別來(lái)自硝化與反硝化作用的占比. 目前，混合模型多應(yīng)用于識(shí)別土壤N2O產(chǎn)生來(lái)源，識(shí)別河流溶解N2O產(chǎn)生來(lái)源方面還鮮見(jiàn)報(bào)道.

該研究選擇以再生水作為主要補(bǔ)水水源的城市河流為研究對(duì)象，分析河水溶解性N2O濃度及其同位素特征值、無(wú)機(jī)氮和環(huán)境因子，探究河流N2O的微生物產(chǎn)生過(guò)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(diǎn)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(tái)山西麓，流經(jīng)西鄉(xiāng)街道，在西鄉(xiāng)水閘進(jìn)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(kù)是深圳市重要水源之一. 該研究以鐵崗水庫(kù)壩下游全長(zhǎng)6.21 km的西鄉(xiāng)河河段作為研究對(duì)象，沿程布置了X0～X10共11個(gè)采樣點(diǎn)(見(jiàn)圖1). X0采樣點(diǎn)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(guò)管道從X1樣點(diǎn)排入，成為水庫(kù)下游的西鄉(xiāng)河段最主要的補(bǔ)給源. 沿程在每間隔約0.7 km處設(shè)置一個(gè)采樣點(diǎn). 河水流經(jīng)西鄉(xiāng)水閘后，在X10采樣點(diǎn)進(jìn)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(gè)采樣點(diǎn)的河流水. 現(xiàn)場(chǎng)用0.45 μm孔徑濾膜過(guò)濾后分裝3個(gè)50 mL離心管，其中一個(gè)加濃度為8 molL 的硝酸固定待測(cè)水中c(Fe2+)、c(Mn2+)；一個(gè)加6 molL鹽酸固定待測(cè)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(méi)過(guò)采樣瓶后，在水下加蓋封口，確保瓶?jī)?nèi)無(wú)氣泡，加入0.6 mL飽和HgCl2溶液以抑制微生物活動(dòng). 每個(gè)采樣點(diǎn)采集3個(gè)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(jìn)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(guó)哈希公司)現(xiàn)場(chǎng)測(cè)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(jìn)行滴定來(lái)確定c(HCO3-). 主要陽(yáng)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(guó)賽默飛世爾科技公司)測(cè)定. 水中的c(TOC)和c(DOC)采用有機(jī)碳測(cè)定儀(TOC-VCPH，日本島津公司)測(cè)定.

待測(cè)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(jìn)樣器和裝備有電子俘獲檢測(cè)器(ECD)、氫火焰離子化檢測(cè)器(FID)、熱導(dǎo)檢測(cè)器(TCD)的氣相色譜(GC-2014，日本島津公司)分別測(cè)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(guó)艾力蒙塔公司)測(cè)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(guó)珀金埃爾默股份有限公司)和c(NH4+-N)(ICS-900，美國(guó)賽默飛世爾科技公司)的分析工作.

1.4 N2O來(lái)源貢獻(xiàn)率計(jì)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(yàn)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(guò)兩種同位素模型方法分析N2O來(lái)源途徑，并計(jì)算相關(guān)的貢獻(xiàn)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(guò)程；x、1-x分別為硝化作用和反硝化作用過(guò)程的相應(yīng)貢獻(xiàn)率.

N2O還原為N2的過(guò)程發(fā)生同位素分餾，采用封閉系統(tǒng)瑞利模型來(lái)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(guò)程同位素富集系數(shù)，取值為-5.9‰[22]；rN2O′和Fr分別為還原過(guò)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X(jué)0～X4河段為上游，X5～X6河段為過(guò)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(diǎn)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(guò)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(shì). 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(mén)開(kāi)啟時(shí)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(bǔ)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(shì)有明顯的差異(見(jiàn)圖2).c(NH4+-N)在X1～X4河段較低，在中下游開(kāi)始升高，在X10由于海水的稀釋作用而降低. 可見(jiàn)，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(wú)降低趨勢(shì)；中下游c(NO3--N)有明顯降低趨勢(shì). 說(shuō)明，中下游可能存在反硝化過(guò)程消耗河水中的NO3--N. 各采樣點(diǎn)河水中c(NO2--N)都在檢測(cè)限附近，說(shuō)明無(wú)論是硝化或反硝化過(guò)程都并無(wú)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(jiàn)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(dá)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(jiàn)，研究對(duì)象上游(X0～X4)屬于好氧河段，X5～X6屬于過(guò)渡段，下游(X7～X10)是厭氧河段. 河水c(溶解性CO2)的變化趨勢(shì)與ρ(DO)相反，在好氧河段低于744 μmolL，在過(guò)渡河段逐漸升高，并在厭氧河段達(dá)到最高值，而與海水連接的河口X10點(diǎn)最低.c(溶解性CH4)在好氧河段很低，從過(guò)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(guò)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(shì)(見(jiàn)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(bǔ)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(jī)碳與DO、NO3-、Mn4+、Fe3+、SO42-及CO2發(fā)生氧化還原時(shí)的分帶序列. 據(jù)此國(guó)內(nèi)外學(xué)者對(duì)地下水和河流沉積物系統(tǒng)中生物地球化學(xué)過(guò)程的梯度特征展開(kāi)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(shí)間較短等原因，在河道上關(guān)于該序列的研究報(bào)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，在入海口設(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(shí)間較短，c(NO3-)略有增加，c(溶解性CO2)并未升高，說(shuō)明沉積物有機(jī)物分解不顯著(見(jiàn)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(jī)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(jī)物而釋放出低價(jià)鐵離子. 可見(jiàn)，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(shuō)明該河段上CO2開(kāi)始作為電子受體被還原生成CH4. 同時(shí)，c(NO3-)在該河段先升后降，也說(shuō)明該河段上沉積物向河水釋放了NO3-，并發(fā)生了反硝化過(guò)程. 因此，X7～X9河段屬于NO3--CO2混合還原帶. SO42-在整個(gè)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(guò)程[8]或NH4+的厭氧氧化過(guò)程[26]中產(chǎn)生，同時(shí)另一方面又在反硝化過(guò)程中被消耗[27]，始終處于動(dòng)態(tài)平衡狀態(tài). 沉積物中產(chǎn)生N2O的主要過(guò)程在富營(yíng)養(yǎng)化的河口是反硝化過(guò)程，在中等營(yíng)養(yǎng)化的河口是反硝化和硝化-反硝化藕合過(guò)程，而在貧營(yíng)養(yǎng)河口是硝化-反硝化耦合過(guò)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(wú)機(jī)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(lái)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(guò)程中無(wú)論是厭氧或好氧階段都會(huì)產(chǎn)生大量的N2O. δSP-δ15Nbulk-N2O 模型計(jì)算的結(jié)果表明，X1河水中溶解N2O的53.54%來(lái)源于硝化作用，其余來(lái)自反硝化作用. 根據(jù)N2O氮氧多同位素特征值計(jì)算模型定量估算硝化作用和反硝化作用對(duì)河水N2O的貢獻(xiàn). 硝化作用和反硝化作用對(duì)河水中N2O貢獻(xiàn)率的變化分別為14.36%～80.53%和19.47%～85.64%(見(jiàn)圖6). 其中，硝化作用對(duì)河水中N2O貢獻(xiàn)最大的點(diǎn)出現(xiàn)在X1. 從X1～X9的整個(gè)研究對(duì)象河段上硝化作用對(duì)溶解N2O的貢獻(xiàn)率逐漸降低，在X7～X8河段上的降幅最大(48.50%～29.48%)(見(jiàn)圖6). 同時(shí)，反硝化作用的貢獻(xiàn)率逐漸升高，河水溶解N2O的反硝化作用來(lái)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(jìn)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(xiàn)率降低，說(shuō)明河底沉積物中反硝化作用的貢獻(xiàn)升高，反硝化產(chǎn)生的N2O補(bǔ)充進(jìn)入河水. 而在此河段上河水總體的c(溶解性N2O)降低(見(jiàn)圖3)，且N2O還原成N2的比例降低(見(jiàn)圖6)，N2O中氮氧同位素豐度變化也不明顯，說(shuō)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(guò)程所引起的. 西鄉(xiāng)河下游厭氧河段，反硝化作用貢獻(xiàn)率升高，說(shuō)明沉積物中反硝化作用產(chǎn)生的N2O進(jìn)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(lái)源于硝化和反硝化反應(yīng)過(guò)程，受ρ(DO)、溫度、pH、有機(jī)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(gè)過(guò)程中扮演重要角色[27]，是控制N2O的產(chǎn)生和轉(zhuǎn)化的一個(gè)決定性因素[34]. 在過(guò)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(guò)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(jiàn)，西鄉(xiāng)河水中c(溶解性N2O)與ρ(DO)和硝化作用貢獻(xiàn)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(xiàn)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(shuō)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(jì)算結(jié)論相一致.c(TOC)與c(溶解性CO2)呈負(fù)相關(guān)，Sperman等級(jí)相關(guān)系數(shù)為-0.736，與c(溶解性N2O)無(wú)顯著相關(guān)關(guān)系，說(shuō)明了河水中CO2主要來(lái)源于有機(jī)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(duì)河水中N2O的 貢獻(xiàn)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(xiàn)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(xiàn)率；Fr為還原過(guò)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(jī)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(guò)程.

b) 再生水進(jìn)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(duì)河水中N2O貢獻(xiàn)率的變化分別為14.36%～80.53%和19.47%～85.64%. N2O的產(chǎn)生來(lái)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(guò)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(shuō)明河水中ρ(DO)是影響N2O被還原成N2過(guò)程的關(guān)鍵影響因子.

d) 再生水回補(bǔ)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(jìn)河水中N2O還原成N2，下游河流成為N2O的匯.