利用氮氧同位素示蹤技術解析巢湖支流店埠河硝酸鹽污染源

王 靜，葉 寅，王允青 ，王道中 ，呂國安，郭熙盛

（1.安徽省農(nóng)業(yè)科學院 土壤肥料研究所，安徽 合肥 230031；2.華中農(nóng)業(yè)大學 資源與環(huán)境學院，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。現(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，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：

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。化肥源和土壤源中的δ15N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?；试春屯寥涝粗械难跬凰乇嚷适歉鶕?jù)硝化反應的理論推算得到的。從理論上講，當硝化反應發(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?，中下游區(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，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，它具有生物和化學惰性，不易受物理、化學和生物進程的影響［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（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（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-濃度變化相關關系

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。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生成的硝酸鹽中的δ18O的變化范圍是-0.1‰到+9.2‰。可看出，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，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、化學和生物反應而發(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關系，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關系，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，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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