王 靜，葉 寅，王允青 ，王道中 ，呂國安，郭熙盛

（1.安徽省農(nóng)業(yè)科學(xué)院 土壤肥料研究所，安徽 合肥 230031；2.華中農(nóng)業(yè)大學(xué) 資源與環(huán)境學(xué)院，湖北 武漢 430070；3.安徽省養(yǎng)分循環(huán)與資源環(huán)境省級實驗室，安徽 合肥 230031）

1 研究背景

河流在陸地表層系統(tǒng)的氮（N）循環(huán)中起著重要作用，隨著人為氮素排放的增加，世界范圍內(nèi)多數(shù)河流的硝酸鹽（NO3-）濃度明顯增加［1-2］，NO3-是進入水環(huán)境中無機氮的主要成分，可被生物迅速利用［3］。水體中NO3-污染可導(dǎo)致水體富營養(yǎng)化并嚴重威脅飲用水安全。目前，水體NO3-污染已成為全球面臨的主要水環(huán)境問題之一［4-5］。

厘清水體NO3-污染的來源，是減少甚至阻斷人為氮輸入到水生生態(tài)系統(tǒng)的前提［6］。傳統(tǒng)水化學(xué)方法是利用各種污染源的排放數(shù)據(jù)、NO3-濃度及其他離子濃度特征來分析水體NO3-的來源［7-8］。然而，由于流域內(nèi)的NO3-有多種來源（化肥與糞肥、大氣氮沉降、生產(chǎn)和生活污水、土壤有機氮等）［4］，不同污染源受到遷移轉(zhuǎn)化過程中多種因素（地形、水文條件、處理工藝、降水等）的影響，尤其是非點源污染具有的分散性、隱蔽性、隨機性、不易監(jiān)測和難以量化等特征［9］，使得研究結(jié)果存在許多不確定性的因素。隨著技術(shù)的進步，水體NO3-的氮氧同位素聯(lián)合測定成為可能，其在識別水體NO3-的來源及遷移轉(zhuǎn)化過程顯示出較強的優(yōu)越性。研究人員根據(jù)不同NO3-污染來源的氮氧同位素特征值的差異性原理，成功地對水體中的NO3-進行了源解析［10］。如：Johannsen等［11］對德國5條河流的研究發(fā)現(xiàn)，秋季和冬季水體NO3-含量高，水體NO3-的δ15N值為8.2‰～11.3‰，δ18O值為0.4‰～2.2‰，來源主要是土壤氮的硝化作用、生活污水和有機肥；Ren等［12］利用氮氧同位素技術(shù)辨識了北京城市NO3-的來源。隨著科技的發(fā)展，研究者已不再滿足于定性分析NO3-的來源?，F(xiàn)如今，研究者已利用氮氧同位素模型并結(jié)合其它環(huán)境同位素，定量計算了地表水、地下水、降水中NO3-不同來源貢獻率、評價硝化/反硝化過程，有效判別了水體NO3-的污染來源［10］。如：賀國平等［13］利用氮氧同位素和物質(zhì)平衡模型定量識別了永定河洪積扇地下水NO3-的來源，認為糞肥對地下水NO3-的貢獻為58%～81%；Xue等［5］利用SIAR模型計算得到了3種不同土地利用類型河流5種硝酸鹽源（降雨中硝酸鹽、化肥中硝酸鹽、化肥和降雨中銨鹽、土壤氮、有機肥和生活污水）在冬季和夏季的貢獻比例；金贊芳等［14］評價了西湖沉積物-水界面氮的硝化/反硝化過程。

巢湖是全國富營養(yǎng)化最為嚴重的淡水湖泊之一，近年來，政府部門和眾多學(xué)者對巢湖的污染過程、富營養(yǎng)化機制、內(nèi)源控制和區(qū)域水質(zhì)變化等方面開展了大量的研究［15-17］，采取了一系列的措施，并出臺了相關(guān)政策，取得了較好的成果。然而巢湖水體富營養(yǎng)的趨勢仍未得到根本性改觀，巢湖西部湖區(qū)夏季藍藻暴發(fā)依然普遍，水體富營養(yǎng)化已經(jīng)成為制約該區(qū)域經(jīng)濟和社會可持續(xù)發(fā)展的“瓶頸”因素［18］。NO3--N是巢湖水體中N素的主要賦存形態(tài)［17］，是引起水體富營養(yǎng)化的重要因子。入湖河流作為污染物轉(zhuǎn)移到湖泊中的主要路徑，集中了所在流域的各種點源和面源污染［19］。查明周圍河流NO3--N的污染來源對巢湖的水環(huán)境保護和富營養(yǎng)化防治具有重要意義。因此，本研究利用水體NO3-的氮、氧同位素示蹤技術(shù)，以巢湖支流-店埠河為研究對象，綜合分析豐、枯水期水體各形態(tài)氮濃度及硝酸鹽δ15N和δ18O的變化特征，討論NO3-的可能來源，并引入穩(wěn)定同位素源解析混合模型（SIAR，Stable Isotope Analysis in R）定量評價NO3-各污染源的貢獻率，以期為巢湖流域氮污染控制提供科學(xué)依據(jù)。

2 材料與方法

2.1 研究區(qū)概況店埠河是巢湖入湖支流南淝河的最大支流，位于安徽省的肥東縣和新站區(qū)境內(nèi)，主河道自北向南流經(jīng)元疃鎮(zhèn)、眾興鄉(xiāng)、牌坊鄉(xiāng)、磨店鄉(xiāng)、店埠鎮(zhèn)、撮鎮(zhèn)鎮(zhèn)等鄉(xiāng)鎮(zhèn)，于三汊河口入南淝河，主要支流有于灣河、永安河、定光河、馬橋河等。研究區(qū)主河道全長41.5 km，流域面積483.1 km2。店埠河流域?qū)儆趤啛釒Ъ撅L(fēng)氣候區(qū)，年均氣溫15.5℃，年均降雨量940～1000 mm，且多集中分布在夏季（6—8月），無霜期為224～252 d。在店埠河上游區(qū)域主要以種植業(yè)和養(yǎng)殖業(yè)為主，對于耕地而言，主要種植水稻、小麥、油菜、棉花和玉米等，化肥（主要是尿素、復(fù)合肥和銨態(tài)氮肥，很少有單獨使用硝態(tài)氮肥）通常以約400 kg（N）·ha-1·a-1的用量施入農(nóng)田。為了研究整個店埠河區(qū)域的水質(zhì)的空間分布特征，依據(jù)土地利用類型和河流流向，將研究區(qū)劃分為上游、中游和下游區(qū)域，上游主要流經(jīng)傳統(tǒng)的農(nóng)業(yè)耕作區(qū)，而中下游主要流經(jīng)城鎮(zhèn)生活區(qū)。

2.2 樣品采集于2016年1月（枯水期）和2016年7月（豐水期）對店埠河干流及主要支流河水進行了采集，共設(shè)置17個采樣點，所有樣點均以GPS定位，采樣點分布圖用Arcgis10.0繪制（圖1），每次采樣選用順流采樣方式，即按照從上游到下游的方式采取水樣。采樣點R1—R9、R10—R14和R15—R16分別位于河流的上游、中游和下游，樣品采集后冷藏并迅速運回實驗室分析。

另外，于2015年1月—2016年12月期間，采集了店埠河硝酸鹽的潛在污染源，用于分析其氮氧同位素特征值，包括：雨水（14個），不同土地利用類型的未施肥土壤（8個），畜禽糞便（8個），化肥（8個），污水（16個，包括生活污水、養(yǎng)殖廢水和污水處理廠出水）。

2.3 樣品分析水體溶解氧（DO）、溫度（T）采用便攜式溶氧儀（DO200A，YSI）采樣現(xiàn)場測定，pH值采用便攜性pH計（雷磁PHB-4）現(xiàn)場測定。水樣取回后一般迅速分為兩部分，一部分用0.45 μm微孔濾膜過濾，用于測定硝態(tài)氮（NO3--N）、銨態(tài)氮（NH4+-N）、亞硝酸鹽氮（NO2--N）、氯離子（Cl-）、δ15N-NO3-和δ18O-NO3-，另一部分未經(jīng)過濾的水樣用于測定總氮（TN）。參照《水和廢水監(jiān)測分析方法》（第四版）［20］，水樣總氮（TN）采用堿性過硫酸鉀氧化-紫外分光光度法測定，銨態(tài)氮（NH4+-N）采用納氏試劑分光光度法測定，硝態(tài)氮（NO3--N）采用紫外分光光度法測定，氯離子（Cl-）采用硝酸銀滴定法。

圖1 店埠河采樣點位置示意圖

δ15N-NO3-和δ18O-NO3-采用反硝化細菌法進行測定［21］。該方法的實驗原理是：在水樣中加入缺乏N2O活性酶（該酶使得N2O轉(zhuǎn)化為N2）的反硝化細菌-致金色假單胞菌（Pseudomonas aureofaciens）將水樣中的硝酸鹽全部轉(zhuǎn)化為N2O，生成的N2O經(jīng)分離純化后進入同位素比值質(zhì)譜儀測定δ15N-NO3-和δ18O-NO3-。具體步驟為：選用Pseudomonas aureofacien（sATCC13985，美國農(nóng)業(yè)部菌種保存中心）菌株進行活化，并劃出單菌落；接種到5 ml帶有NO3-的TSB滅菌培養(yǎng)液中，在搖床上（26℃，180 r/min）培養(yǎng)1 d；轉(zhuǎn)接到500 ml培養(yǎng)瓶中，在搖床上（26℃，180 r/min）培養(yǎng)7 d；將培養(yǎng)7 d菌液在18℃，以30 000 r/min離心20 min，棄上層清液，剩余菌體用無NO3-的TSB培養(yǎng)液懸浮，濃縮成1/12的菌液；吸取3 ml濃縮菌液注入容積為20 ml的頂空瓶中，每瓶用高純氦氣（流速為10～20 ml/min）吹掃3 h以上，注入50 nmol NO3-水樣，26℃過夜恒溫培養(yǎng)；第2天注入0.15 ml的10 mol/L NaOH，消散細菌，并吸收產(chǎn)生的CO2；將每個頂空樣品瓶中產(chǎn)生的N2O氣體用氣密性注射器抽取2 ml，注入提前抽真空的試管中，通過痕量氣體分析儀（TraceGas）的Gilson自動進樣器將N2O氣體輸送至TraceGas，經(jīng)TraceGas提取純化和捕集N2O氣體，最后由同位素比質(zhì)譜儀測定氮氧同位素組成。采用USGS32、USGS34、USGS35為標樣，用2點校正的方法對所測定的氣體進行校正。測定的同位素值分別與國際標準物質(zhì)相對應(yīng)：

式中：δ樣品為硝酸鹽中N、O同位素的相對比值，即樣品的同位素比值相對于參照標準的同位素比值的千分偏差；R為同位素比值，即元素的重同位素原子豐度與輕同位素原子豐度之比，R樣品和R標準分別為樣品和標準的15N/14N或18O/16O，N同位素參照標準是標準大氣（AIR），O同位素參照標準是維也納標準平均海水（Vienna Standard Mean Oceanic Water，V-SMOW）。

土樣、肥料和畜禽糞樣品中的δ15N采用燃燒法測定。樣品自然風(fēng)干，以粉碎機粉碎并過100目篩，在1 120℃下在填充有WO3的氧化管中進行燃燒，形成的氣體在填有還原銅的管內(nèi)還原為N2（850℃），氣體通過氦載氣流經(jīng)水阱（高氯酸鎂），N2經(jīng)過吸附與解吸附柱分離，最后進入同位素質(zhì)譜儀（IRMS）測定同位素。利用USGS24和USGS41對標準氣體進行校正。

δ15N-NO3-、δ18O-NO3-和固體中δ15N測定的實驗均在中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院穩(wěn)定同位素實驗室進行。

2.4 同位素源解析模型（SIAR）引入SIAR同位素源解析模型，對水體硝酸鹽各污染源進行計算，解析不同的污染源在不同季節(jié)中的貢獻率。SIAR模型是由Parnell等人開發(fā)的一個基于R統(tǒng)計軟件的穩(wěn)定同位素混合模型［22］。該模型基于Dirichlet分布作為對貢獻率的先驗分布，然后利用貝葉斯方法分析在獲取觀測數(shù)據(jù)后各污染貢獻率的后驗分布。當定義有N個測量值、J種同位素、K種污染源，SIAR模型可表示為：

式中：Xij為混合樣i中同位素j的比值（i=1，2，3，…，N；j=1，2，3，…，J）；Sjk為源k中同位素j的比值（k=1，2，3，…，K），其平均值為μ，標準偏差為ω；Pk為所要計算的源k的比例；Cjk為源k中同位素j的分餾因子（平均值λ，標準偏差τ）；εij為混合樣i中同位素j比值的殘余誤差（平均值0，標準偏差σ）。

3 結(jié)果與討論

3.1 店埠河潛在硝酸鹽污染源氮氧同位素特征值結(jié)合對店埠河污染源實際情況的調(diào)查分析和目前河流污染源解析的可操作性，將店埠河水中NO3-的來源主要分為4類，分別為：雨水源、糞肥污水源、化肥源和土壤源，其氮氧同位素特征值見表1。雨水源和糞肥污水源的δ15N和δ18O的范圍由研究區(qū)的雨水樣品和污水樣品分析得到?；试春屯寥涝粗械摩?5N的范圍由研究區(qū)所采集的肥料樣品以及土壤樣品分析得到。所測的δ15N和δ18O值與前人的研究結(jié)果一致。化肥源和土壤源中的氧同位素比率是根據(jù)硝化反應(yīng)的理論推算得到的。從理論上講，當硝化反應(yīng)發(fā)生時，新形成的硝酸鹽中兩個氧原子來自周圍環(huán)境中的H2O，另外一個氧原子來自于大氣中的O2［23］。根據(jù)這一理論，推算由硝化反應(yīng)生成的硝酸鹽中的δ18O的變化范圍是-0.1‰到+9.2‰，因為周圍環(huán)境水中的氧同位素的比率為-11.8‰到+2.1‰（國際原子能協(xié)會南京站點數(shù)據(jù)）［24］，而大氣中氧同位素比率為+23.5‰。

表1 店埠河流域潛在硝酸鹽污染源氮氧同位素特征值

3.2 店埠河水體的水化學(xué)特征店埠河枯水期與豐水期水體樣品的主要參數(shù)和水化學(xué)組成情況分別如表2、表3所示。店埠河水體pH值呈中性偏弱堿性，枯水期和豐水期pH范圍分別為7.63～8.46和7.38～8.27，均值分別為8.04和7.76，枯水期的pH值普遍高于豐水期。大氣降水是店埠河河水的主要來源，研究區(qū)附近的合肥市2005—2012年大氣降水的pH值一直低于5.0，酸雨頻率高于50%，在2012年達到86.6%［25］。因此，較低pH值的大氣降水的輸入可能是豐水期店埠河河水pH值較枯水期低的重要原因。溶解氧（DO）是衡量水質(zhì)優(yōu)劣與水體自凈能力的重要參數(shù)。店埠河水體枯水期和豐水期DO范圍分別為4.96～11.51和3.46～9.50 mg/L，均值分別為7.67和5.10 mg/L，所有采樣點DO值均高于反硝化反應(yīng)的閾值（1～2 mg/L）［23］，并且呈現(xiàn)出枯水期大于豐水期的特征。研究發(fā)現(xiàn)，從整體上看，無論是枯水期還是豐水期的pH和DO值都呈現(xiàn)出上游區(qū)域要高于中下游區(qū)域的特點。

水質(zhì)總氮（TN）包括硝態(tài)氮（NO3--N）、氨態(tài)氮（NH4+-N）和亞硝態(tài)氮（NO2--N）等無機態(tài)氮以及蛋白質(zhì)、氨基酸和有機胺等有機態(tài)氮，其中TN、NO3--N、NH4+-N和NO2--N等常被用于表征水體受污染的嚴重程度。店埠河水體各形態(tài)氮濃度具有很強的時空變異性。上游區(qū)域水體TN、NO3--N和NH4+-N濃度在豐水期變化范圍分別為0.99～6.84、0.67～4.54和0.07～1.70 mg/L，均值分別為4.87、2.73和0.52 mg/L；在枯水期的變化范圍分別為0.81～4.42、0.40～2.12和0.27～2.34 mg/L，均值分別為3.09、1.17和1.10 mg/L。TN和NO3--N濃度豐水期顯著高于枯水期，而NH4+-N濃度則是枯水期較豐水期高。店埠河中下游區(qū)域水體TN、NO3--N和NH4+-N在豐水期變化范圍分別為4.05～10.60、2.18～4.65和0.71～3.19，均值分別為6.62、3.23和1.57 mg/L；在枯水期的變化范圍分別為6.75～18.50、2.98～6.00和1.37～8.20 mg/L，均值分別為10.52、4.26和3.66 mg/L?？梢姡邢掠螀^(qū)域水體TN、NO3--N和NH4+-N濃度隨時間變化趨勢表現(xiàn)出與上游區(qū)域水體不同的特征，其濃度均是枯水期顯著高于豐水期。河流污染物的濃度受水量、污染物入河量及河流自凈能力的綜合作用的影響?？菟诘乃|(zhì)主要反映點源污染的情況，而豐水期主要反映面源污染和稀釋作用的影響。劉玉年［26］對淮河中游水質(zhì)進行的研究表明，枯水期的水質(zhì)污染較為嚴重，受到了水量變化的調(diào)控。但Yang等［27］對浙江合溪水庫流域的水質(zhì)氮素季節(jié)性變化特征研究表明，盡管豐水期水量的增加對污染物的濃度產(chǎn)生了稀釋效應(yīng)，但TN、NO3--N和NH4+-N的濃度在流域內(nèi)為濕季高于干季。

表2 枯水期店埠河流域河水水文化學(xué)參數(shù)及硝酸鹽氮、氧同位素組成

表3 豐水期店埠河流域河水水文化學(xué)參數(shù)及硝酸鹽氮、氧同位素組成

本研究結(jié)果表明，店埠河上游區(qū)域水體TN和NO3--N濃度表現(xiàn)為豐水期顯著高于枯水期，NH4+濃度枯水期較豐水期高，而中下游區(qū)域水體的TN、NO3--N和NH4+-N的濃度則呈現(xiàn)出枯水期高于豐水期的特點。分析其原因，一方面，店埠河上游區(qū)域水體主要流經(jīng)傳統(tǒng)農(nóng)業(yè)耕作區(qū)，豐水期是農(nóng)業(yè)施肥的集中時期，大量未被農(nóng)作物吸收利用的N素在降雨的作用下，主要以NO3--N的形式通過徑流或淋溶進入水體，再加上農(nóng)業(yè)活動頻繁，土壤侵蝕加劇，從而導(dǎo)致TN和NO3--N濃度整體升高；另一方面，豐水期氣溫，溶解氧等水體條件適宜，有利于硝化作用的進行，也引起了NO3--N和TN濃度的升高。店埠河中下游河段主要流經(jīng)城鎮(zhèn)生活區(qū)，沿途接納大量城鎮(zhèn)生活污水和工業(yè)廢水，污染物排放量基本不變，TN、NO3--N和NH4+-N的濃度在豐水期和枯水期的變化主要受到水量變化的調(diào)控，豐水期水量的增加對污染物的濃度有顯著的稀釋作用。就空間分布來看，店埠河水體各形態(tài)氮濃度中下游區(qū)域要高于上游區(qū)域，特別是支流定光河（R12）和馬橋河（R13）污染較重，各形態(tài)氮濃度均較高。NO2--N含量較低，部分樣品低于檢測限，但仍有4個水樣（枯、豐水期的R12和R13）的NO2--N含量超過世界衛(wèi)生組織推薦的長期飲用水中亞硝酸氮含量不高于0.2 mg·L-1的標準［28］。同時，這幾個水樣的其它形態(tài)的氮含量也都較高，表明該河段（定光河和馬橋河的水體污染嚴重。從氮存在形態(tài)來看，水體無機氮主要以NO3--N形態(tài)存在，而污水則以NH4+-N為主。同時NO3--N含量較低，這有可能是生活污水輸入的有機氮或氨態(tài)氮還未完全轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮。

3.3 店埠河硝酸鹽來源的定性解析Cl-是硝酸鹽污染源解析的重要輔佐工具，它具有生物和化學(xué)惰性，不易受物理、化學(xué)和生物進程的影響［29］，是表征污水輸入和稀釋作用較好的指標，因此，常用作輔助判定硝酸鹽污染來源［30］。Cl-可能來自于母巖風(fēng)化、大氣沉降、農(nóng)用化肥（如KCl）以及污水排放，由于該地區(qū)很少施用含氯肥料，因此，污水及糞肥被認為是該區(qū)域Cl-的主要來源?？菟诤拓S水期Cl-范圍分別為12.35～62.02（表2）和10.57 ～ 44.07 mg/L（表3），均值分別為49.86和35.46 mg/L，枯水期的Cl-值普遍高于豐水期，這可能主要是由于豐水期雨水的稀釋作用。從圖2可以看出，店埠河源頭區(qū)（S1）NO3-和Cl-濃度較低，表明該地區(qū)受人類活動影響較小，隨著河流流經(jīng)傳統(tǒng)農(nóng)耕區(qū)和城鎮(zhèn)生活區(qū)，沿岸含有較高濃度的NO3-和Cl-的農(nóng)業(yè)用水、生活污水或工業(yè)廢水匯入店埠河，導(dǎo)致河水NO3-和Cl-的濃度不斷升高。研究發(fā)現(xiàn)，枯水期整個河段水體的NO3-與Cl-濃度之間呈顯著正相關(guān)（P＜0.05）（y=0.132x-2.978，R2=0.710，n=17）（圖2），且Cl-濃度較高，表明糞肥污水可能對水體NO3-濃度有較大貢獻；豐水期上游區(qū)域NO3-與Cl-濃度之間無顯著相關(guān)（P＞0.05）（y=0.067x-0.985，R2=0.236，n=9），并且Cl-濃度較低，這說明上游區(qū)域水體NO3-受到多種污染源的共同影響，而中下游區(qū)域其相關(guān)性較好（y=0.127x-1.293，R2=0.802，n=8），表明糞肥污水是NO3-的重要來源。

圖2 店埠河河水NO3-和Cl-濃度變化相關(guān)關(guān)系

店埠河水體δ15N-NO3-和 δ18O-NO3-在豐水期的變化范圍分別為1.98‰～9.12‰和5.11‰～11.86‰，均值分別為5.02‰和9.17‰；在枯水期的變化范圍分別為3.89‰～9.35‰和1.46‰～7.53‰，均值分別為6.38‰和4.50‰。將店埠河河水、雨水和糞肥污水的δ15N-NO3-和δ18O-NO3-的值在典型來源的硝酸鹽δ15N和δ18O分布圖中表示［31-32］（圖3），可以發(fā)現(xiàn)，店埠河水體硝酸鹽同位素主要分布在糞肥污水、土壤有機氮以及化肥區(qū)間，說明糞肥污水、土壤有機氮以及化肥是店埠河水體NO3-的主要來源。

圖3 典型硝酸鹽端元組分氮、氧同位素范圍及店埠河河水硝酸鹽氮、氧關(guān)系分布

從整體上看，各采樣點豐水期δ15N-NO3-值低于枯水期，而δ18O-NO3-的值卻較高。這可能與豐水期豐沛的降雨有關(guān)。相對糞肥污水和土壤有機氮而言，大氣氮沉降具有較低δ15N-NO3-和較高δ18O-NO3-的特征值［33］，因此，豐水期大氣氮沉降對店埠河水體NO3-貢獻不容忽視。研究還發(fā)現(xiàn)，無論是豐水期還是枯水期，中下游區(qū)域水體δ15N-NO3-的值不僅比較高，且變化區(qū)間較窄，這就更進一步證明，糞肥污水是中下游區(qū)域水體硝酸鹽的主要污染源。而上游區(qū)域水體δ15N-NO3-的值不僅較低，而且變化區(qū)間較寬，這意味著其NO3-來源于多種污染源。

大氣沉降、合成化肥和硝化作用下δ15N-NO3-的值存在著重疊現(xiàn)象，但其δ18O-NO3-的值有著不同的變化區(qū)間［31］，因此，運用δ18O-NO3-可以有效的區(qū)分這3種污染源。本研究區(qū)域，根據(jù)理論推算得由硝化反應(yīng)生成的硝酸鹽中的δ18O的變化范圍是-0.1‰到+9.2‰?？煽闯?，絕大多數(shù)δ18O-NO3-值都在微生物硝化作用的范圍，卻有少量的δ18O值卻高于理論推算的最高值?？赡艽嬖谝韵聝煞矫娴脑?，一方面是較高δ18O特征值大氣降水的輸入，豐水期的δ18O-NO3-值較枯水期高恰恰驗證了這一點；另一方面，在硝化反應(yīng)的過程中，周圍環(huán)境中水的δ18O由于蒸發(fā)或者呼吸作用而發(fā)生了同位素的分餾效應(yīng)，使得其δ18O的值有所提高，或者在硝化過程中氧元素已經(jīng)發(fā)生了同位素分餾［31，34］，從而使得實際測得由硝化作用產(chǎn)生的硝酸鹽δ18O值高于理論推算的最高值。

因此，初步判定，店埠河上游水體NO3-主要來源于化肥、糞肥污水以及土壤有機氮的硝化，而糞肥污水則是中下游水體中NO3-的主要來源。豐水期大氣氮沉降對店埠河水體硝酸鹽的貢獻也不容忽視。

3.4 店埠河硝酸鹽來源的定量解析自然界中N在遷移轉(zhuǎn)化過程中N、O同位素會因為一系列物理、化學(xué)和生物反應(yīng)而發(fā)生分餾，使得水環(huán)境中的NO3-同位素組成并不能精確反應(yīng)出其來源的同位素組成［10］，其中微生物的反硝化作用對同位素組成的影響十分顯著。反硝化作用將水體中的NO3-轉(zhuǎn)化成N2和N2O，同時導(dǎo)致水體中剩余的NO3-的δ15N值會隨NO3-濃度的變化呈指數(shù)增加，且δ18O與δ15N的比值在1∶1.3～1∶2.1之間［33，35-36］。因此，識別反硝化作用的發(fā)生與否是用同位素方法識別硝酸鹽來源的一個重要前提。在本研究中，店埠河水體NO3-濃度和δ15N-NO3-、δ18O-NO3-并不存在明顯的反相關(guān)關(guān)系，說明河流可能沒有發(fā)生明顯的反硝化作用。并且δ15N-NO3-和δ18O-NO3-之間不存在明顯的正相關(guān)關(guān)系，這進一步說明了研究區(qū)河水沒有經(jīng)歷明顯的反硝化作用。這可能與采樣點所處的水環(huán)境有關(guān)，采樣期間各采樣點DO的范圍為3.46～11.51 mg/L，平均值為6.39 mg/L，不利于反硝化作用的發(fā)生。

圖4 利用SIAR模型計算4類污染源對店埠河水體的貢獻率（箱線圖圖例從淺到深表明5%、25%、50%、75%和95%的比例）

本研究采用SIAR模型計算4類污染源（大氣沉降源（AD），糞肥污水源（M&S），化肥源（NF）和土壤源（NS））對店埠河水體NO3-的貢獻率。各種源的初始同位素特征的均值和方差見表1，根據(jù)上文分析，店埠河水體不存在明顯的微生物反硝化作用，因此公式（1）中分餾系數(shù)Cjk=0。SIAR采用的是Dirichlet分布作為獨立的源信息輸入，且各源的貢獻率之和為1。

根據(jù)SIAR模型的輸出結(jié)果，4類污染源對店埠河水體NO3-的貢獻比率具有較大的差異性（圖4）。店埠河上游水體NO3-在枯水期主要來源于糞肥污水，其貢獻率為38%，土壤有機氮和化肥的貢獻率分別為29%和26%，大氣氮沉降的貢獻率比較小，僅為7%；豐水期時上游水體NO3-主要來源于化肥，其貢獻率為30%，糞肥污水和土壤有機氮的貢獻率分別為28%和24%，豐沛的降雨使得大氣氮沉降的在豐水期貢獻率比重增加到18%。中下游區(qū)域，4類污染源在枯、豐水期的貢獻比例分別為：糞污（48%）＞土壤有機氮（27%）＞化肥（18%）＞大氣氮沉降（7%）和糞污（36%）＞土壤有機氮（27%）＞化肥（22%）＞大氣氮沉降（16%）。綜合來看，4類污染源對店埠河水體NO3-的貢獻比率分別為：大氣沉降源7%～18%，土壤源24%～29%，化肥源18%～30%，糞肥污水源28%～48%。不難發(fā)現(xiàn)，利用SIAR模型定量分析的結(jié)果與上述定性分析的結(jié)果是一致的。根據(jù)河流流域空間布局，店埠河上游應(yīng)重點控制面源污染輸入的養(yǎng)殖廢水、人畜糞便以及農(nóng)業(yè)化肥，中下游則應(yīng)重點防控城鎮(zhèn)生活污水和工業(yè)廢水，可有效降低入湖河流硝酸鹽的污染負荷。

4 結(jié)論

（1）店埠河水體各形態(tài)氮濃度具有很強的時空變異性。上游區(qū)域水體TN和NO3--N在豐水期的平均濃度顯著高于枯水期，NH4+-N則是枯水期較豐水期高；而中下游區(qū)域TN、NO3--N和NH4+-N在豐水期的平均濃度顯著低于枯水期。水體無機氮主要以NO3--N形態(tài)存在，而污水則以NH4+-N為主。（2）通過水體δ15N-NO3-和δ18O-NO3-同位素組成判定，店埠河水體上游區(qū)域水體NO3-主要來源于糞肥污水，化肥以及土壤有機氮，而中下游區(qū)域水體則主要來自于糞肥污水，另外，豐水期時大氣氮沉降對水體NO3-的影響不容忽視。（3）店埠河水體未經(jīng)歷明顯的反硝化作用。通過SIAR模型計算，4類污染源對店埠河水體NO3-的貢獻比率分別為：大氣沉降源7%～18%，土壤源24%～29%，化肥源18%～30%，糞肥污水源28%～48%。根據(jù)河流流域空間布局，店埠河上游應(yīng)重點控制面源污染輸入的養(yǎng)殖廢水、人畜糞便以及農(nóng)業(yè)化肥，中下游則應(yīng)重點防控城鎮(zhèn)生活污水和工業(yè)廢水，可有效降低入湖河流硝酸鹽的污染負荷。雖然目前利用不同來源的NO3-中δ15N和δ18O含量不同來對NO3--N進行溯源，并通過SIAR模型確定多種污染源的貢獻率已得到廣泛的應(yīng)用，但其計算結(jié)果仍存在很大的不確定性。SIAR需要完整的污染源信息，如果源信息不完整，則會將未知源信息包含的貢獻率分攤給已知的污染源。加之氮在水體遷移轉(zhuǎn)化過程中復(fù)雜的同位素分餾均會對15N和18O的值造成影響，從而給示源結(jié)果帶來一定的偏差。因此，在以后的研究中，研究者應(yīng)該更加注重探討氮氧同位素分餾系數(shù)在污染源-河道遷移過程中的變化情況，并進一步對模型進行優(yōu)化，進而提高量化識別的精度。

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