千島湖水體氮的垂向分布特征及來源解析

金贊芳,岑佳蓉,胡宇銘,酈林軍,李非里

千島湖水體氮的垂向分布特征及來源解析

金贊芳,岑佳蓉,胡宇銘,酈林軍,李非里*

(浙江工業(yè)大學環(huán)境學院,浙江 杭州 310032)

選取千島湖水深0.2, 5, 10, 20, 30和40m處水樣進行分析,利用氮氧同位素和穩(wěn)定同位素模型(SIAR)研究千島湖水體氮(N)的垂向分布特征,分析水體N的來源并計算各N源的貢獻率.結(jié)果表明,硝酸鹽(NO3-)和溶解性有機氮(DON)是千島湖水體總?cè)芙獾?TDN)的主要形式,分別占溶解態(tài)N的57.9%和39.7%.千島湖水體δ15N-NO3-和δ18O-NO3-的平均值分別為4.5‰和4.3‰.上層水體(0~10m)中,硝化作用和浮游植物的同化作用共同控制水體N的形態(tài)組成和氮氧同位素值(δ15N-NO3-和 δ18O-NO3-)的變化.中層水體(10~30m)中,硝化作用是主要的生物地球化學過程,使得水體NO3-含量增加而δ18O-NO3-值減小.底層水體(30~40m)受到硝化作用、底泥N釋放和反硝化作用的共同影響.化肥是千島湖水體NO3-的最主要來源,在S1和S2處的貢獻率分別為51.9%和30.6%.新安江上游的農(nóng)業(yè)面源污染使得S1處化肥貢獻率遠高于S2.土壤N是僅次于化肥的第二大水體NO3-來源,在S1和S2處的貢獻率分別為17.8%和27.8%.此外,底泥對底層水體NO3-的貢獻不可忽視.

硝酸鹽；垂向分布；氮同位素；氧同位素；穩(wěn)定同位素模型

水體富營養(yǎng)化,特別是作為飲用水源的湖泊和水庫的富營養(yǎng)化已成為我國乃至世界的突出環(huán)境問題之一[1-2].對于深水湖泊和水庫,其水溫隨外部環(huán)境的季節(jié)變化而呈現(xiàn)季節(jié)性分層,并影響水體的理化特征和生物活動,從而影響水體N的垂向分布[3-5].因此,為控制深水湖泊和水庫的N污染,水體N的垂向分布特征探究是必不可少的.

近年來,由于同位素測試技術(shù)的發(fā)展和成本的降低,氮氧同位素(δ15N-NO3-和δ18O-NO3-)被廣泛應用于確定水體N的污染源及其生物地球化學過程[6-8].降雨、土壤N、化肥、生活污水及有機肥和底泥釋放等不同來源的硝酸鹽(NO3-)具有不同的δ15N-NO3-和δ18O-NO3-值域,從而可以判斷水體N的混合過程.在解析N的生物化學過程中,δ15N-NO3-和δ18O-NO3-也得到了較好的應用[9-11].隨著氮氧同位素解析NO3-來源研究的深入,應用穩(wěn)定同位素模型(SIAR)可實現(xiàn)NO3-來源的定量分析[12-15].

千島湖(新安江水庫)是浙江省庫容量最大的深水水庫, 庫容17.8×109m3[16].預計2020年建成的千島湖配水工程將為杭州大部分地區(qū)及工程沿線區(qū)域提供飲用水[17].然而,千島湖水體N污染長期存在,其總氮(TN)平均濃度為0.93~1.04mg N /L,超過了Ⅱ類和Ⅲ類水體的要求,是千島湖水體的首要污染物[18].千島湖是典型的深水水庫,水體分層影響水庫水質(zhì)變化.然而,目前對千島湖水體營養(yǎng)鹽的研究大多關(guān)注千島湖的表層水體,鮮有研究關(guān)注營養(yǎng)鹽的垂向分布并對其進行源解析.本文以千島湖各深度水體為研究對象, 通過對千島湖水體水溫、DO、葉綠素a、N的主要賦存形式和NO3-氮氧同位素的分析,確定水體N的垂向分布特征及其影響因素,明析水體NO3-的來源并探討N的轉(zhuǎn)化,同時應用SIAR模型計算各硝酸鹽源的貢獻率,以期為控制千島湖水體N污染和保障杭州市人民用水安全提供科學依據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

千島湖(29°11′N~30°02′N, 118°34′E~119°15′E)位于浙江省淳安縣,屬于亞熱帶季風氣候,年平均降雨量為1636.5mm,降雨主要集中在4~10月.新安江是千島湖最大的入庫河流,約占入庫地表徑流量的70%[19].根據(jù)《淳安縣2015年土地利用變化情況分析報告》,林地是淳安縣主要的土地利用方式,占全縣總面積的69%,其次為水庫水面(11%)、園地(10%)、耕地(4%)、居住及工礦用地(2%)及其他(4%).

1.2 樣品采集與分析

在2017年10月和11月,分別在S1和S2處進行分層水樣采集(圖1).在水深0.2, 5, 10, 20, 30和40m處采集水樣,現(xiàn)場測定水溫(雷磁JPB-607A)和DO(雷磁JPB-607A),隨后存儲在500mL聚乙烯樣品瓶中并及時運回實驗室進行處理.水樣經(jīng)0.45 μm濾膜過濾后,濾膜用于測定葉綠素a[20],過濾后水樣用于測定TDN(HJ 636-2012),離子色譜儀(戴安ICS-900)測定NO3-、NO2-、NH4+和Cl-.氮氧同位素用細菌反硝化法測定[21],利用特定的反硝化菌,使得NO3-轉(zhuǎn)化為N2O,純化后使用質(zhì)譜儀(Delta V-Precon)測定δ15N-NO3-和δ18O-NO3-值,δ15N-NO3-和δ18O-NO3-值的測定誤差分別為±0.3‰和±0.5‰.10月水樣的δ18O-H2O采用TC-EA高溫裂解制備出CO后通過同位素分析儀(Picarro L2140-i)測定同位素,誤差范圍為±0.1‰.同位素的相對比值用表示:

(‰) = [(sample-standard)/standard]×1000 (1)

式中:sample為樣品的15N/14N或18O/16O的比值.standard為標準大氣氮(AIR)的15N/14N和維也納標準平均海水(VSMOW)的18O/16O.

圖1 千島湖采樣點分布示意

1.3 SIAR模型

SIAR模型用于定量分析各NO3-來源對千島湖水體NO3-的貢獻率.SIAR模型在計算源的貢獻率時,將同位素分餾考慮在其中,且可解析3個以上的源[22].其表達式如下:

S~(μ,2)

C~(λ,2)

ε~(0,2)

式中:X表示第個樣品的第種同位素值(= 1, 2, 3, ...,and= 1, 2, 3, ...,);S表示第種源的第種同位素值(= 1, 2, 3, ...,);μ和ω分別是正態(tài)分布的平均值和方差;p是第個源的貢獻率,由模型計算得到;C是同位素在第源上的分餾系數(shù);λ和τ是正態(tài)分布的平均值和標準差;ε為殘差,表示各混合物之間未量化的變異,平均值為0,標準差為σ.在千島湖水體中,降雨、生活污水及有機肥、化肥和土壤N是4個主要的水體NO3-外源,底泥是千島湖水體NO3-來源的內(nèi)源.

2 結(jié)果與分析

2.1 水溫、DO和葉綠素a的分層特征

受熱力學控制,千島湖作為一個大型深水水庫,上下層水體間發(fā)生一定程度的增溫與冷卻, 使水溫在垂直方向上呈現(xiàn)明顯的溫度分層現(xiàn)象,其中溫度急劇變化的區(qū)域稱為溫躍層.由圖2可以看出,2017年10月、11月間,2個采樣點水溫存在明顯的分層現(xiàn)象.千島湖表層水(0~10m)水溫在垂直方向基本穩(wěn)定,水體在此區(qū)域垂向混合完全.表層水10月的水溫在24~26℃之間變化,11月的水溫在21~23℃之間變化,水溫隨氣溫變化而變化.中層(10~30m)水體,水溫隨水體深度的增加快速下降,10月份平均水溫以1.19℃/m的速率下降,11月份平均水溫以0.95℃/m的速率下降,因此10~30m是千島湖水體的溫躍層.底層(30~40m)水體,10月和11月2個采樣點的水溫無顯著的時空變化,且水溫的垂直變化較小,到40m深處時,水溫基本穩(wěn)定在10.5℃.

千島湖DO在水體垂直方向上變化顯著,呈現(xiàn)明顯的分層現(xiàn)象.表層(0~10m)水體,10月、11月水中DO基本飽和,變化范圍為7.1~8.4mg/L.中層(10~ 30m)水體DO變化顯著,在10~20m水深之間,DO隨深度的增加迅速降低,S1和S2的平均下降速率分別為0.36和0.49mg/(L·m).在20~30m水深之間,S2點DO隨著深度的增加而升高,S1點則呈現(xiàn)相反的變化趨勢.底層(30~40m)水體,DO逐漸趨于穩(wěn)定.

葉綠素a是表征浮游植物生物量的主要指標.在千島湖表層(0~10m)水體中,10和11月水體的葉綠素a的含量分為3.29和1.38μg/L.10月水體葉綠素a含量顯著高于11月.在10m水深以下,葉綠素a的含量隨水深的增加而減小,在水深10~20m之間快速減小,隨后趨于穩(wěn)定,其含量穩(wěn)定在0.22μg/L左右.

圖2 千島湖水體水溫、溶解氧(DO)和葉綠素a的垂直分布特征

2.2 TDN的主要賦存形式

NO3-是水體中主要的TDN,占TDN的57.9%.由圖3可知,S1和S2的NO3-濃度在空間上無明顯差異,而在時間上變化明顯.11月水體NO3-平均濃度為0.63mg N/L,高于10月水體NO3-的平均濃度(0.46mg N/L).在垂向變化上,10月的變化較11月明顯.在0~10m之間,10和11月水體NO3-基本均隨水深的增加而減小,而在10~20m之間均隨水深增加而增加.在20m以下,11月水體NO3-基本保持穩(wěn)定,而10月水體NO3-先減小后增加.

DON也是水體TDN的主要形式,占TDN的39.7%.在垂向分布上,總體上DON的最大值出現(xiàn)在水深0.2m處,在水深40m處DON含量較小.DON的垂向變化總體上呈現(xiàn)出隨水深增加而減小的趨勢.NH4+在千島湖水體中含量較小,平均值為23.3μg N/L,變化范圍為9.3~44.2μg N/L,占TDN的2.5%. NO2-在千島湖水體中基本未檢出.

2.3 硝酸鹽氮氧同位素

如圖4, 10月S1的15N-NO3-值在4.1‰~5.1‰之間,平均值為4.4‰,S2的15N-NO3-值在3.9‰~ 5.7‰之間,平均值為4.3‰.11月S1的15N-NO3-平均值為5.0‰,變化范圍為4.5‰~5.2‰. S2的平均15N-NO3-值為4.2‰,范圍為3.9‰~5.8‰.11月S1的平均15N-NO3-值要顯著高于S2和10月S1 處的平均15N-NO3-值.在表層(0~10m)水體,S1和S2總體變化較小,S1的15N-NO3-值高于S2.在中層(10~30m)水體,11月S1處15N-NO3-值在20~30m之間隨著深度的增加顯著降低.在底層(30~40m)水體,15N-NO3-值空間分布顯著變化,S1和S2的15N-NO3-值隨水深增加而顯著增加,且10月和11月S1的15N-NO3-值在40m基本重合,平均值為5.1‰,S2的15N-NO3-值在40m也基本重合,平均值為5.8‰.

圖4 測定的δ15N-NO3-和δ18O-NO3-值以及理論δ18O-NO3-值的垂向分布特征

10月,S1的18O-NO3-值的變化范圍為2.1‰~ 5.7‰,平均值為3.6‰,S2的18O-NO3-值在2.8‰~ 5.5‰之間變化,平均值為4.5‰.11月S1的18O- NO3-值在3.2‰~5.3‰之間變化,平均值為4.5‰,S2的18O-NO3-值在3.5‰~5.9‰之間變化,平均值為4.8‰.總體來看,表層(0~10m)水體的18O-NO3-值要高于其他水深的18O-NO3-值.在中層(10~30m)水體,18O-NO3-值隨著深度的增加逐漸減小.在底層(30~40m)水體,18O-NO3-值較低.

3 討論

3.1 水溫分層對DO、葉綠素a和N在垂直剖面上的影響

在深水湖泊和水庫中,水溫分層對水體理化指標和生物活動具有一定影響[3-5,16,23].在S1和S2點,10月和11月水體溫躍層在水深10~30m之間.穩(wěn)定的熱力分層阻礙了水層之間的物質(zhì)交換,使得水體DO和葉綠素a在垂向分布上變化明顯,從而影響N在垂直剖面上的變化.

表層(0~10m)水體中,DO在垂直方向上隨深度的增加而略微降低,總體含量較高(7.1~8.4mg/L),高含量的DO主要來自于自然復氧以及浮游植物的光合作用[3,16].在表層水中,葉綠素a含量也較高,表明該水深區(qū)間浮游植物生物量較高.在水深10~20m, DO隨深度的增加迅速降低,這可能是由于:水溫突變引起的熱力分層,阻礙了上下水團的交換;該層光照不足,浮游植物呼吸作用大于光合作用,消耗大量氧氣;微生物分解生物殘渣消耗氧氣[3,16].一般在水深20~30m,浮游植物減少使得水體有機物減少,從而減少了微生物分解有機質(zhì)的活動,水體耗氧量減少,使得水體DO值有所回升.S1點水深20m處并未出現(xiàn)該段水體DO的最低值,因為S1位于新安江匯入中心湖區(qū)的位置,而新安江給千島湖帶來了大量的營養(yǎng)鹽和有機質(zhì),使得微生物在水深20m以下持續(xù)分解有機物,DO含量持續(xù)降低,直至降至最低值后再隨深度的增加而升高,根據(jù)何劍波[16]的研究,S1點DO的最低值出現(xiàn)在26~29m處.

DO主要通過影響水體微生物的活性和微生物的種群結(jié)構(gòu)而影響硝化和反硝化的速率[24].水體中高的DO含量有利于水體硝化作用的進行,當DO> 5mg/L時,DO對硝化作用無限制,而當DO<1mg/L,硝化作用將會受到很大程度的抑制[25].低的DO含量會促進反硝化作用的進行,反硝化作用的DO上限為2mg/L,但有研究發(fā)現(xiàn)DO含量在2~6mg/L之間時,仍有較小速率的反硝化作用存在,這可能是由于好氧反硝化細菌的存在[26].浮游植物通過同化作用吸收水體中的NO3-和NH4+,并向水體釋放DON,從而影響水體中N的賦存形態(tài)[27].此外,浮游植物殘渣通過微生物的礦化作用和硝化作用,轉(zhuǎn)化為溶解性N,對水質(zhì)產(chǎn)生影響.

河流和降雨沖刷土壤帶來的土壤有機N和表層水體浮游植物產(chǎn)生的有機N(同化作用)是千島湖水體有機N的主要來源,因此0.2m處的表層水體DON含量較高.劇烈的氨化作用和硝化作用使表層水體DON含量隨水深增加迅速降低,導致5m處的表層水體DON含量較低.在水深5~20m,水溫、DO和葉綠素a均隨水深增加而降低.在水深20~40m,水溫、DO和葉綠素均維持在較低水平.較低含量的DO和低水溫使得微生物代謝活動減弱,氨化和硝化速率均降低,水體DON含量隨水深增加輕微減少.與此同時,水體NO3-在垂向的變化趨勢和DON相比,呈現(xiàn)一定的差異.在表層水體(0~10m)中,同化作用、氨化作用和硝化作用使得NO3-隨水深的增加而略微降低.在水深10~20m,低水平的葉綠素a表明水體同化作用降低,氨化作用和硝化作用使得NO3-增加. 20~40m水深的水體氨化和硝化速率均降低,水體NO3-含量隨水深增加輕微減少.研究區(qū)域水體DO含量大于2mg/L,反硝化作用不明顯.當水深逐漸增加(>40m)直至接近水底,DO含量不斷減小,水體反硝化作用占據(jù)主導地位,將NO3-還原成N2.千島湖表層和上部中層水體(0~20m)中較高含量的葉綠素a和DO有利于同化作用和硝化作用的進行,硝化作用和浮游植物的同化作用優(yōu)先吸收NH4+,以至于0~20m水體中NH4+濃度極低. 20m以下水層中, 硝化作用占主導地位,水體中NH4+保持在極低水平.可見,千島湖水體溶解性無機N以NO3-為主.

3.2 δ15N-NO3-和δ18O-NO3-解析NO3-的主要來源

如圖5所示,其降水、化肥、土壤N和生活污水及有機肥的δ15N-NO3-和δ18O-NO3-值域來自參考文獻[10,28-29],底泥的δ15N-NO3-和δ18O-NO3-值域來自參考文獻[30].由圖5可知,S1和S2不同深度水樣的δ15N-NO3-和δ18O-NO3-值主要落在化肥、土壤N和生活污水及有機肥區(qū)間內(nèi).千島湖水體δ15N- NO3-和δ18O-NO3-值的變化范圍在杭嘉湖地區(qū)的4個水庫(青山水庫、對河口水庫、四嶺水庫和里畈水庫)之間,表明本研究區(qū)域和這些水庫有相同的NO3-源[15].Cl-是一種惰性離子,水體中的Cl-主要來源于人為污染源(生活廢水、糞肥等).一般認為,水體中高的NO3-/Cl-值與低的Cl-表明水體中的NO3-主要來源于化肥,而低的NO3-/Cl-值與高的Cl-表明生活污水及有機肥等人為污染源是主要的NO3-來源[15,31].

圖5 S1和S2點的δ15N-NO3-和δ18O-NO3-值關(guān)系圖

在本研究中,水體中的Cl-均較低,表明生活污水及有機肥并不是千島湖水體NO3-的主要來源(圖6).千島湖水體的NO3-/Cl-值和Cl-又與對河口水庫、四嶺水庫和里畈水庫相似[15],結(jié)合δ15N-NO3-和δ18O-NO3-值分析得出化肥、土壤N和降水對千島湖水體NO3-的影響更為突出.

圖6 S1和S2點的NO3-/Cl-與Cl-關(guān)系

土地利用方式對水體NO3-來源影響顯著[15,29].在千島湖流域,林地是最主要的土地利用方式,其次為園地、耕地和農(nóng)村居住區(qū).千島湖林業(yè)和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中化肥的使用量為310.29kg N/(hm2×a),有機肥的使用量為115.86kg N/(hm2×a)[32].千島湖流域處于丘陵地帶,在高海拔地區(qū)主要以林業(yè)為主,而在緩坡地主要以果園等經(jīng)濟林為主,水土流失嚴重,地表徑流攜帶大量土壤氮和施用在經(jīng)濟林中的化肥流入千島湖.為滿足千島湖流域大量生態(tài)移民的生活需求,開墾出了大量耕地且主要集中在沿湖岸和河岸地區(qū),耕地中大量施用化學肥料,并伴有小部分有機肥,使得大量N素隨降水形成的地表徑流進入千島湖,是千島湖水體N的重要來源.為保護千島湖水質(zhì)安全,流域內(nèi)基本無工業(yè)區(qū)以及生活污水直排,但由于千島湖地區(qū)旅游業(yè)迅速發(fā)展,大量游客進入湖區(qū),使得生活污水對水體有一定影響[18].因此,化肥、生活污水及有機肥、土壤N和降水是千島湖水體N的主要外源.這些外源N在水體中經(jīng)過一系列反應,部分在湖泊底泥中累積,使得底泥具有較高的N含量.由于本文研究對象為各深度水體,較深處水體可能受到底泥N釋放的影響,因此底泥N釋放是水體N的一個重要內(nèi)源[33-34].在水深40m處,S2處水體δ15N- NO3-值明顯增高,這可能是受到底泥N釋放的影響(圖4).

3.3 δ15N-NO3-和δ18O-NO3-解析NO3-的轉(zhuǎn)化

各形態(tài)N的轉(zhuǎn)化和各N源的混合作用是影響水體N含量和NO3-同位素組成的主要因素,其中硝化作用是水體N轉(zhuǎn)化的一個重要途徑.千島湖水體δ18O-NO3-值較低.根據(jù)Xue等[10]總結(jié)的硝化作用產(chǎn)生的NO3-的δ18O-NO3-值范圍為-10‰~10‰,本研究中所有樣品水樣δ18O-NO3-小于10‰,說明千島湖水體存在強烈的硝化作用.在NO3-形成期間, NO3-中的1個氧原子來自DO(δ18O-O2=23.5‰),2個氧原子來自水,有等式:δ18O-NO3-=2/3(δ18O-H2O)+ 1/3(δ18O-O2)[10].在千島湖水體中,δ18O-H2O在-8.0‰~-7.2‰之間變化,平均值為-7.5‰,根據(jù)上述等式可得理論δ18O-NO3-值為2.5‰~3.0‰,平均值為2.9‰(圖4).千島湖水體實際的δ18O-NO3-值要高于理論的δ18O-NO3-值,這是由于受到了來自于降水的高δ18O-NO3-值的NO3-的影響.在表層水中,浮游植物生物量較高,其同化作用能夠引起較大的同位素分餾,使得剩余NO3-中的δ15N和δ18O增加,這也是表層水體δ18O-NO3-值較高的原因[9].

在水深10~20m,實際δ18O-NO3-值隨深度增加而降低,S1的實際δ18O-NO3-值甚至要低于理論δ18O-NO3-值,而NO3-的含量隨水深增加而增加,DO則快速減少(圖2,圖3),表明該水深區(qū)間發(fā)生了較強的硝化作用.水體DO含量的減少使得18O-O2在硝化作用中的利用率減小,更多18O-H2O參與硝化作用,實際δ18O-NO3-值偏低[35].在水深20~30m,10月S1處實際δ18O-NO3-值小于理論δ18O-NO3-值,且11月δ18O-NO3-值在此水深區(qū)間持續(xù)降低,表明硝化作用在此區(qū)間仍較強.隨著水體分層的增強,由于水體下層DO的缺乏,硝化作用發(fā)生的最適場所向上遷移,溫躍層更適合水體硝化作用的發(fā)生[36].在千島湖水體中,10月和11月的硝化作用主要發(fā)生在溫躍層.在10月,S1和S2的δ18O-NO3-值在10~20m之間隨水深的增加快速下降,平均δ18O-NO3-值從10m的5.2‰下降到20m的2.5‰.而在11月,S1和S2的δ18O-NO3-值在20~30m之間變化較大,平均δ18O- NO3-值從20m的5.1‰下降到30m處的3.4‰.10月與11月δ18O-NO3-值的變化差異可能是由于10月水體分層相比11月更加明顯,硝化作用發(fā)生的最適環(huán)境向上遷移.δ15N-NO3-的值在10~30m之間沒有出現(xiàn)明顯下降,這與其他幾個研究類似[36].反硝化作用是自然水體中去除N的主要過程,在反硝化過程中,NO3-在反硝化細菌的作用下最終還原為N2O和N2而從水中逸出,NO3-被消耗,使得剩余NO3-中的δ15N-NO3-和δ18O-NO3-增加,δ15N-NO3-/δ18O-NO3-大約為2:1[11].在S1和S2點,40m處δ15N-NO3-值(5.1‰~5.8‰)比0~30m水體的δ15N-NO3-值(3.8‰~ 5.2‰)都高,這可能是由于反硝化作用的存在.然而,在水深30~40m,S1點的δ18O-NO3-值隨深度的增加而增加,而S2點的δ18O-NO3-值隨著深度的增加輕微減小,且水體NO3-含量隨深度的增加緩慢增加,這與反硝化作用使得NO3-含量下降而δ18O-NO3-值增加的理論不符,表明在底層水體中還存在其他反應影響水體NO3-的含量以及其氮氧同位素值.由于底層水體與底部沉積物較接近,沉積物中含有大量含N物質(zhì),且其δ15N值較高,釋放到上覆水中,發(fā)生硝化作用.這一過程一方面使得底層水δ15N-NO3-值升高,而另一方面,由于底部缺少DO,使得更多18O-H2O參與硝化反應,底部水體δ18O-NO3-值降低[35].

在底層水體中,δ15N-NO3-和δ18O-NO3-受到底泥N釋放、硝化作用和反硝化作用的共同影響.S1處較低的DO含量限制了硝化作用的進行,使得δ18O-NO3-主要受到反硝化作用的影響而升高,而S2處DO對硝化反應的抑制較小,使得δ18O-NO3-主要受到硝化作用的影響而降低.

3.4 NO3-來源的貢獻率

通過SIAR模型計算千島湖水體4個外源(降水、生活污水及有機肥、化肥和土壤N)和底泥對水體NO3-的貢獻率(由于分層數(shù)據(jù)少,不做分層NO3-的貢獻率計算).由于水體中NH4+含量較小,硝化作用反應完全,硝化作用產(chǎn)生的分餾可忽略,且反硝化作用不顯著,因此C=0.計算結(jié)果如圖7所示,S1處各N源的貢獻率依次為:化肥(51.9%)>土壤N(17.8%)>底泥(12.3%)>降水(9.1%)>生活污水及有機肥(8.9%).在S2處,各N源的貢獻依次為:化肥(30.6%)>土壤N(27.8%)>底泥(15.1%)>降水(14.0%)>生活污水及有機肥(12.5%).

在千島湖水體中,化肥是水體NO3-最主要的來源,S1處化肥對水體的貢獻顯著高于S2處,這是由于S1處于新安江匯入千島湖的位置,新安江作為千島湖最主要的入湖徑流,沿岸及其支流周圍分布大量農(nóng)田,農(nóng)田中施用的化肥隨農(nóng)田徑流進入新安江,使得新安江水體N水平較高,是千島湖水體N的重要來源.因此千島湖流域需要采取有效措施減少農(nóng)業(yè)面源污染,可以通過使用緩釋N肥、深施N肥提高N肥的利用效率,或通過建造生態(tài)攔截溝渠阻斷N進入水體并在一定程度上對N進行回收.土壤N是千島湖水體NO3-的另一重要來源,且S2處土壤N的貢獻率明顯高于S1處,這是由于S2位于湖區(qū)中心,湖區(qū)周圍的山體周邊開墾出的緩坡地和耕地土壤侵蝕嚴重.因此應合理規(guī)劃土地利用方式,從而減少水土流失.在S1和S2處,底泥對水體NO3-的貢獻率分別為12.3%和15.1%,表明底泥N釋放對千島湖水體N的影響不可忽視.然而,由于千島湖水深較深,底泥N釋放對底層水體影響較大,而對上層和中層水體影響較小,其對水體N相對較高的貢獻率主要作用在底層水體,特別是水體底部(水深40m以下水體).因此,就千島湖主要水體(上層、中層)而言,底泥對水體N的貢獻較小.S2處降雨的貢獻要高于S1處降雨的貢獻,表明S1處受到更多外源性N輸入,這與S1受到新安江上游大量N輸入有關(guān).生活污水及有機肥對千島湖水體NO3-的貢獻最小,且對S2的貢獻高于S1,這可能是由于S2處于湖區(qū)中心,游客大量出入千島湖,增加了千島湖水體N負荷.

4 結(jié)論

4.1 水體的熱力分層影響千島湖水體DO、葉綠素a和N的垂向分布特征.在表層水體(0~10m),浮游植物的同化作用和硝化作用使得水體溶解態(tài)N主要以DON和NO3-的形式存在,分別占溶解態(tài)N的57.9%和39.7%.千島湖水體δ18O-NO3-值為2.1‰~ 5.9‰且DO含量大于2mg/L,表明硝化作用是水體N最主要轉(zhuǎn)化過程,在0~40m水深區(qū)間均存在,且在10~30m水深區(qū)間處于主導地位.而在底層水體(30~ 40m)中,反硝化作用受到硝化作用和底泥N釋放的影響.

4.2 千島湖N污染嚴重,水體δ15N-NO3-值為3.9‰~5.8‰.化肥是千島湖水體N最主要的來源,其對S1和S2處的貢獻率分別為51.9%和30.6%,且新安江帶來的農(nóng)業(yè)面源污染對千島湖水體N具有重要影響.土壤N對千島湖水體N的貢獻僅次于化肥,分別為17.8%(S1)和27.8%(S2).此外,底泥N釋放對千島湖底層水體也具有一定影響.

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The vertical distribution of nitrogen and the nitrogen sources in Qiandao Lake.

JIN Zan-fang, CEN Jia-rong, HU Yu-ming, LI Lin-jun, LI Fei-li*

(College of Environment, Zhejiang University of Technology, Hangzhou 310032, China)., 2019,39(8)：3441~3449

Water samples were collected at the depths of 0.2, 5, 10, 20, 30 and 40m in Qiandao Lake. Concentrations of nitrogenous species and dual isotopes of nitrate (δ15N-NO3-and δ18O-NO3-) were analyzed to identify the vertical distribution of nitrogen and the main nitrate sources. The results showed that nitrate (NO3-) and dissolved organic nitrogen (DON) were the major nitrogenous species, accounting for 57.9% and 39.7% of total dissolved nitrogen, respectively. The values of δ15N-NO3-ranged from 3.8‰ to 5.8‰ with a mean of 4.5‰, and the values of δ18O-NO3-varied from 2.1‰ to 5.9‰, with a mean of 4.3‰ in Qiandao Lake. In the upper water (0~10m),nitrification and assimilation of phytoplankton were the main biogeochemical processes. In the middle water (10~30m), nitrification was the dominant biogeochemical process with the increasing concentrations of nitrate and the decrease of δ18O-NO3-values. The bottom water (30~40m) was affected by nitrification, nitrogen release from sediment and denitrification. The contributions of external sources (precipitation, sewage/manure, nitrogen fertilizer and soil nitrogen) and endogenous nitrogen source (sediment) were calculated by SIAR. It was showed that nitrogen fertilizer was the most important nitrate source in Qiandao Lake, accounting for 51.9% in S1 and 30.6% in S2. The agricultural non-point source pollution from Xinan River resulted in the higher contribution of nitrogen fertilizer in S1than that in S2. The effect of soil nitrogen was also significant for the NO3-in Qiandao Lake, contributing 17.8% in S1and 27.8% in S2. There was more serious soil erosion in S2in central lake which is surrounded by mountains with more cultivated land on hillside. In addition, the results suggested that the endogenous nitrogen source (sediment) can’t be neglected in the bottom water of Qiandao Lake.

nitrate；vertical distributions；nitrogen isotopes；oxygen isotopes；SIAR

X524

A

1000-6923(2019)08-3441-09

金贊芳(1976-),女,浙江湖州人,教授,博士,主要研究方向為流域氮循環(huán).發(fā)表論文50余篇.

2019-01-28

國家自然科學基金資助項目(41673097,41373122,41273129)

* 責任作者, 教授, lifeili@zjut.edu.cn