氮氧同位素解析堤垸地表水硝酸盐来源

杨忆凡，刘窑军，田 亮，聂小东，彭 博，李忠武

湖南师范大学地理科学学院，湖南 长沙 410081

自20世纪70年代以来，活性氮排放量急剧增加，超过自然阈值的氮输入严重影响了全球生态系统的氮循环过程[1]. 有研究指出农业面源污染中氮磷的排放加剧了水环境恶化，进而造成水体富营养化现象[2-3]. 硝酸盐作为水体中无机氮的主要赋存形态，是水体中广泛存在的氮污染物. 硝酸盐浓度过高不仅导致水质恶化等生态环境问题，饮用含有过量硝酸盐的水还容易诱发高铁血红蛋白症、胃癌等疾病[4-6]. 因此，准确识别流域硝酸盐的来源和运移途径，是了解氮循环规律及有效防治硝酸盐污染的关键，也是有效开展流域农业管理的基础.

水体硝酸盐污染来源多样，运用单一指标判别潜在污染源缺乏针对性和科学性[7]. 以往研究常利用水质指标结合土地利用类型与实地统计资料来宏观判断水体中硝酸盐的污染来源，但不能有效反映硝酸盐迁移过程中的生物地球化学作用[4-5]. 相较而言，氮氧双同位素示踪技术不仅可以直接识别硝酸盐来源，还能揭示硝酸盐的转化过程，因此被广泛应用于研究水体硝酸盐来源及转化过程[8-9]. 现有研究常结合源解析模型来定量水体中不同硝酸盐来源的贡献率[1]. 目前，IsoSource、SIAR和MixSIAR等模型被广泛使用[10]，其中，MixSIAR模型融合了贝叶斯混合模型的最新成果，考虑了先验信息的不确定性，定量结果更为准确[11]. 此外，氮氧双同位素联合水化学等水质指标有助于准确识别水体硝酸盐的污染来源[6,12].

堤垸是由江河湖泊自然演变和人工围湖造田形成的一种农业生产和乡村聚落建设的独特地域单元，水田、旱地、沟渠、水塘、田埂等景观相互交织[13]. 中国堤垸总面积超过40×104km2，主要分布在长江中下游河网发达地区[14]. 在长期的生产演变过程中，堤垸的形态特征与水稻种植和水产、畜禽养殖等生产方式密切相关，由此产生的氮、磷营养盐通过地表径流、农田排水渗透等方式汇入水域. 密集的农业活动使该区极易受农业面源污染的威胁[15]. 目前，学者对堤垸面源污染的研究主要集中在太湖、洞庭湖等流域的水质调查与污染治理对策方面[16-18]，忽视了对堤垸尺度范围内地表水氮污染的评估.

综上，该研究以洞庭湖屈原垸平江河段为研究对象，利用氮氧双同位素示踪法与MixSIAR模型来识别典型堤垸地区硝酸盐污染的主要来源和生物地球化学过程，阐明堤垸空间范围内主要氮污染物的动态变化规律. 研究结果将为提升堤垸氮污染现状、制定农业面源污染治理措施及改善湖泊地表水环境状况提供新认识和理论参考.

1 研究区概况及研究方法

1.1 研究区概况

堤垸是洞庭湖景观格局的重要组成部分，占洞庭湖水域面积的69.1%[13]. 屈原垸地处湘江、汨罗江尾闾，西、北濒临洞庭湖进行围挽，于1958-1960年由南洞庭湖东部的荞麦湖围垦而成，是洞庭湖流域重要的农业生产区. 筑垸前，境内与洞庭湖、湘江、汨罗江相连的湖、河、港汊众多，低丘地带塘坝密布. 围挽后，垸内为封闭性集雨堤境，天然湖河变异，为鱼虾等水产养殖提供有利条件. 当地气候类型为亚热带季风性湿润气候，多年平均气温16.9 ℃，全年平均降雨量1 406.7 mm，降雨多集中在4-8月，占全年总降雨量的62.3%，多年平均以5月降雨量最大，6月暴雨最多.

平江河是屈原垸内的天然河流，地理坐标为112°55'E～112°59'E、28°51'N～28°59'N，流域面积共74.80 km2，约占屈原垸总面积的1/3. 自20世纪50年代以来，受自然或人为因素影响，平江河部分河段已变成水塘或灌排沟渠，现主要容纳三条南北向沟渠的污水(见图1). 低洼平缓的地势使得屈原垸内的土地利用类型以耕地为主，占土地总面积的58%，其中包含万亩优质稻示范基地、西瓜种植基地与稻虾种养示范基地. 除稻虾种养模式外，其他水稻种植模式均为双季稻. 垸内水产养殖业发达，大部分水塘为小龙虾养殖塘、莲藕种植塘和淡水鱼类养殖塘. 实地调查过程发现由于丰富的水资源条件，当地也存在养殖麻鸭等小规模家禽养殖情况. 农村各户均建有化粪池，农村居民生活污水不直接排放至平江河中. 此外，研究区内无工厂及加工企业，可以排除工业污染源的影响.

图1 研究区示意Fig.1 Schematic diagram of the study area

1.2 样品采集与测试

根据空间分布均匀性要求和主要农业生产活动特征，选择屈原垸平江河段为采样区域. 本文在屈原垸平江河段上共确定了13个采样点，其中平江河主河道上设置8个采样点(H1～H8)，支流灌排沟渠上设置2个采样点(H12和H13)，平江河入湖口处设置3个采样点(H9～H11)，H1～H13代表研究区地表水(见图1). 根据前期调查，在研究区内水产养殖污染源区设置2个采样点(Y1为鱼塘，Y2为龙虾养殖塘).每个采样点3个重复.

受季风气候影响，洞庭湖区河湖水文特征年内差异显著. 根据Geng等[18]的划分，4-9月和10月-翌年3月分别代表洞庭湖丰水期(湖相)和枯水期(河相). 据此，该研究分别于2022年5月17日(丰水期)和11月9日(枯水期)对不同水文阶段的水样进行了采集. 采样时先用待取水样润洗3次聚乙烯瓶，采集的样品在野外使用车载便携式冰箱保存并尽快运回实验室. 所有样品运回实验室后均在4 ℃下冷藏. 对于总氮和总磷以外的指标测定，需通过0.45 μm滤膜过滤. 为保证试验结果的准确性和可靠性，所有指标重复3次测样分析.

pH、水温、DO浓度、电导率采用便携式多参数水质分析仪(HQ40D，Hach，美国)进行原位测定. 利用紫外可见分光光度计(UV-8000，上海元析仪器有限公司)测定TN浓度，利用可见分光光度计(722型，上海佑科仪器仪表有限公司)测定TP和NH4+-N浓度，TN、TP和NH4+-N浓度的检出限分别为0.05、0.01和0.025 mg/L. SO42-、NO3-、NO2-和Cl-的浓度用离子色谱仪(ICS-600，Thermo，美国)分析，检出限分别为0.018、0.016、0.016和0.007 mg/L. 使用滴定法(DZ/T 0064.49-1993)测定水中HCO3-的浓度，检出限为5 mg/L. 阳离子(K+、Na+、Ca2+和Mg2+)采用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES，Thermo，美国)测定，检出限分别为0.06、0.02、0.01和0.03 mg/L. 氧和氢稳定同位素比率采用气-液两用型水稳定同位素分析仪(DLT-IWA-35EP，LGR，美国)进行测试，根据VSMOW标准，δD的分析精度为±0.5‰，δ18O的分析精度为±0.2‰. δ15N-NO3-、δ18O-NO3-采用反硝化细菌法于自然资源部第三海洋研究所测定，测试精度为±0.3‰.

1.3 MixSIAR同位素源解析模型

选用MixSIAR模型对屈原垸平江河段地表水中各硝酸盐污染来源进行量化分析[19]. 该模型在Dirichlet分布的基础上，通过贝叶斯框架构建一个逻辑先验分布，估算混合物中不同来源贡献比例的概率分布，且能兼顾同位素分馏作用的影响. 在MixSIAR模型中，k个源的j同位素的混合物测量值定义如下：

式中，Xij为样本i的j同位素值，Sjk为源k的j同位素值，Cjk为源k的j同位素分馏因子，εij为混合物间未量化变化的残差，Sjk、Cjk、εij均服从正态分布，pk表示源k为混合物样本利用的贡献率. 结合相关研究成果[20-22]，MixSIAR模型输入端元参数如表1所示.

表1 各污染源δ15N-NO3—和δ18O-NO3—的平均值Table 1 Average values of δ15N-NO3- and δ18O-NO3-corresponding to different sources

1.4 数据分析方法

Piper图可以直观反映水化学溶质主要离子的相对含量和分布特征，用于分析水化学成分的演化规律，辨别水化学形成与演化的控制因素[1,12].

试验数据采用SPSS 25软件做描述性统计分析，采用ArcGIS 10.2软件进行空间分析，使用Origin 2021、Microsoft Excel 2016软件制图.

2 结果与讨论

2.1 地表水水化学特征

研究区地表水化学参数pH、水温、DO浓度、电导率，K+、Na+、Ca2+、Mg2+、SO42-、NO3-、NO2-、NH4+、HCO3-、Cl-、TN、TP浓度以及同位素δ15N-NO3-、δ18O-NO3-、δD-H2O、δ18O-H2O的描述性统计结果见表2. 丰水期和枯水期地表水pH的平均值分别为7.57和7.76，呈弱碱性. 丰水期和枯水期DO的浓度变化范围分别为2.89～10.57 mg/L(平均值7.58 mg/L)和1.91～14.6 mg/L(平均值7.74 mg/L)，说明地表水处于相对富氧的环境.

表2 研究区地表水水文化学参数Table 2 Hydrochemical parameters of surface water

地表水水文地球化学相如Piper图(见图2)所示. 根据水中CO32-与HCO3-间的平衡关系，当pH介于6～10时，HCO3-占绝对优势，CO32-可忽略不计[23].结果显示，地表水样品的阳离子主要位于左下阳离子三角形的A区和B区，说明阳离子主要为钙型和无主导型. 而右下阴离子三角形显示大多地表水样品分布在E区和B区，说明阴离子主要为碳酸氢盐型和无主导型. 整体上，大部分样品位于Piper图菱形部分的Ⅰ区和Ⅳ区，表明SO4·Cl-Ca·Mg和HCO3-Ca·Mg是研究区地表水的主要水文地球化学相，但其季节性差异并不明显. 主要是因为屈原垸分布在汨罗江主要洪道入湖的交接地区，土壤类型为湖泊淤积而成的冲积土，碳酸盐矿物是湖相沉积中常见的成分，随着碳酸盐岩的溶解，将有较多的Ca2+、Mg2+和CO32-进入地表水[24]. 同时研究区农业常用的硫酸钾型肥料(NH4)2SO4、KCl为地表水贡献了较多的SO42-、Cl-和K+.

图2 研究区地表水中主离子Piper图Fig.2 Piper diagram of surface water in the study area

2.2 地表水无机氮时空分布特征

从TN和NH4+-N来看，研究区地表水总体处于GB 3838-2002 Ⅳ～Ⅴ类水，丰水期和枯水期TN浓度分别分布在0.85～3.43、0.82～2.28 mg/L之间，平均值分别为1.99、1.60 mg/L；丰水期和枯水期NH4+-N浓度分别在0.09～2.43、0.14～0.98 mg/L之间，平均值分别为0.94、0.48 mg/L；丰水期和枯水期NO3--N浓度分别在0.35～1.33、0.15～1.49 mg/L之间，平均值分别为0.71、0.77 mg/L；丰水期和枯水期NO2--N浓度分别在n.d.(未检出)～0.21、n.d.～0.73 mg/L之间，平均值分别为0.14、0.10 mg/L(未检出按检出限的1/2计算). 地表水样品中可溶性无机氮占比(DIN/TN)在59%～98%范围内，平均值为87%，可见研究区地表水氮营养盐的主要赋存形态为可溶性无机氮，其中以NO3--N和NH4+-N为主. NO3--N和NO2--N浓度在丰水期和枯水期无显著性差异(p＞0.05)，而丰水期TN和NH4+-N浓度平均值均高于枯水期. 由于研究区水稻(喜铵作物)种植面积广泛(超过50%)，为满足水稻生长，将施用大量的铵态氮肥. 研究表明降雨作用下，水稻土中氮素将随径流损失[25]. 因此，丰水期常发生农田氮素、水产养殖废水与畜禽养殖所产生的粪便尿液污染随降雨径流冲刷进地表水的现象[18]. 同时，水产养殖废水和畜禽排泄物中含有尿素、蛋白质等有机氮含量较高的化合物，这些有机含氮化合物在微生物的作用下被降解为NH4+，其中部分NH4+被细菌同化，但大部分仍存在于水体中[26]. 因此，铵态氮肥的施用、养殖业的发展以及丰水期的强降水解释了丰水期地表水中NH4+浓度较高.

洞庭湖与垸内水体通过沟渠及坑塘相连，二者水生态环境相互影响[14]. 综合丰水期与枯水期，对比垸内平江河段地表水(H1～H8、H12和H13)与垸外平江河入湖口处(H9～H11)水样的氮污染物浓度(见图3)发现，垸内地表水中TN、NH4+-N、NO2--N浓度的平均值均高于垸外湖区水样，且堤垸内外NH4+-N浓度具有显著差异性(p＜0.01)，而垸内NO3--N浓度显著低于垸外(p＜0.01). 这可能是因为垸内的土地利用方式主要为水田与池塘，水稻种植所施用的铵态氮肥以及水产动物和畜禽排泄的粪便致使垸内地表水中NH4+-N污染物浓度较高. 而NO3--N需要经过硝化作用，由NH4+-N在适合的条件下生成，高浓度的NH4+-N伴随河水进入湖区，会提高湖区硝化速率[27]，导致湖水中NO3--N浓度增加.

图3 研究区地表水氮素时空变化特征Fig.3 The spatiotemporal variation characteristics of surface water nitrogen in the study area

2.3 硝酸盐的来源与迁移转化

2.3.1 地表水硝酸盐来源定性解析

Cl-作为水中稳定性极高的离子，较少不受地球生物化学过程的影响，在不同水体混合时其浓度才会发生变化，因此在污染物溯源过程中可将其作为较为理想的示踪剂[28]. 水中Cl-的主要来源包括矿物溶解(岩盐)、含氯化肥、动物粪便、化粪池污水及含氯洗涤剂等[29]. 目前常用的方法是通过分析[NO3-]/[Cl-](物质的量比，下同)与[Cl-]的比值关系来判断地表水中硝酸盐的来源及混合过程[1,5]. 整体上，研究区地表水[NO3-]/Cl-]与[Cl-]呈负相关，丰水期[NO3-]/[Cl-]较高且[Cl-]较低，说明农业活动对地表水影响较大；枯水期较低的[NO3-]/[Cl-]和高[Cl-]表明水体中硝酸盐来源于人畜粪便和生活污水[30]. 地表水不同时期[NO3-]/[Cl-]和[Cl-]关系散点分布相近，说明地表水具有稳定的硝酸盐来源.

根据已有研究[31-34]，选取污染物(土壤氮、粪便与污水、无机化肥及大气沉降) δ15N-NO3-和δ18O-NO3-经验特征值分布区间，绘制研究区地表水δ15N-NO3-和δ18O-NO3-分布特征(见图4). 硝态氮肥δ18O与大气δ18O相似(23.5‰[35])，研究区地表水δ18O-NO3-相对较低，大气沉降和硝态氮肥对硝酸盐的贡献相对较小. 地表水δ15N-NO3-和δ18O-NO3-的变化范围分别为-2.71‰～7.09‰和2.38‰～9.10‰，说明研究区地表水中硝酸盐的来源较为复杂. 整体上，地表水样品大部分分布于铵态氮肥及土壤氮特征值范围内，说明硝酸盐的主要来源为铵态氮肥与土壤氮，同时还包括粪便与污水源的混合.

图4 研究区地表水硝酸盐来源分析Fig.4 Identification of nitrate sources in surface water in the study area

2.3.2 地表水硝酸盐迁移转化规律研究

通过测定δ18O-NO3-，可以区分大部分NO3-的来源为降雨或是硝化作用，前者δ18O-NO3-的范围为25‰～75‰，后者为-10‰～10‰[36]. 研究区地表水δ18O-NO3-在丰水期、枯水期的范围分别为2.38‰～9.10‰和1.41‰～11.42‰，同时根据硝化作用的适宜条件范围[31]〔DO浓度应大于4 mg/L、pH介于6.5～8之间，见图5(a)〕判断，研究区地表水中NO3-的形成过程以硝化作用为主. 硝化作用可发生于地表水、地下水以及河流潜流带等不同环境中[37]. 在地表水的硝化过程中，硝化细菌利用的氧原子1/3来自于水，2/3来自氧气[38]. 因此，可根据环境周围H2O(-5.65‰～0.48‰)和O2(23.5‰)的δ18O-NO3-来估算硝化产生的δ18O-NO3-理论值. 据此计算得到该研究中由硝化作用产生的δ18O-NO3-值在4.07‰～8.15‰之间. 然而，实际地表水样品中δ18O-NO3-值的范围更广，可能是因为硝化作用不仅在地表水中进行，也发生于其他环境如地下水、土壤中，在此过程中由硝化作用生成的NO3--N可通过地下水径流或壤中流等途径汇入地表水中[39].

图5 研究区地表水硝酸盐转化分析Fig.5 Nitrate transformation analysis of surface water in the study area

反硝化过程将NO3-还原为气态产物(N2和N2O)，从而降低了NO3-浓度. 由于反硝化过程中存在氮氧同位素分馏作用，使得δ15N和δ18O将在残余NO3-中富集. 因此，当15N和18O的比值介于1.3∶1～2.1∶1之间呈线性变化时，指示反硝化作用的发生[40]. 反硝化作用通常发生在土壤或地下水中，随后溢出到地表水，随着河流规模的增加，地表水中的反硝化作用会迅速减弱[37]. 在同位素分馏的动力和平衡过程中，瑞利方程能够描述剩余反应物同位素组成的演化[41]. Chen等[42]的研究证明，运用瑞利方程能够计算硝酸盐同位素富集因子并由此识别硝酸盐转化过程.

式中：δ15N0为硝酸盐氮同位素的最初组成；ε为富集因子；[NO3--N]为硝态氮浓度，mg/L. Aravena等[43]研究发现，反硝化作用引起ε值落在-40‰～-5‰之间.Fukada等[44]认为如果反硝化作用发生，ε值应降至-13.6‰. 因此，若δ15N-NO3-与ln[NO3--N]呈显著线性负相关，则可判断该区域地表水存在反硝化作用[42].研究区地表水δ15N-NO3-与ln[NO3--N]无显著相关关系〔p＞0.05，见图5(b)〕，同时根据反硝化作用的适宜条件范围判断〔见图5(b)〕，研究区地表水的反硝化作用不明显，因此在模拟贝叶斯同位素混合模型中，排除了反硝化分馏因子的影响.

水体中硝酸盐同位素组成也会受氨挥发过程的影响，但该过程主要受pH制约[45]，当pH大于9.3时，水溶液中的NH4+转化为NH3；而当pH小于9.3时，NH4+-N仍以离子态存在. 研究区内的pH均低于9.3，故不考虑氨挥发过程的影响.

2.4 基于模型计算硝酸盐各来源的贡献率

根据实地调查，将研究区的潜在硝态氮源分为大气沉降、粪便与污水、化肥、水产养殖和土壤有机氮5个污染类群. 采用MixSIAR模型计算五类污染源对屈原垸平江河段水体硝酸盐的贡献率. 模型输出结果(见图6)显示，不同污染源对平江河流域水体硝酸盐的贡献率具有较大差异，其对丰水期地表水贡献率大小表现为化肥(33.0%)＞土壤有机氮(32.6%)＞水产养殖(19.4%)＞粪便与污水(11.7%)＞大气沉降(3.3%)；对枯水期地表水贡献率大小表现为土壤有机氮(31.2%)＞化肥(26.7%)＞水产养殖(21.5%)＞粪便与污水(16.9%)＞大气沉降(3.7%). 地表水硝酸盐来源中，大气沉降贡献比例均为最低，丰水期贡献率最高的污染源是化肥，枯水期为土壤有机氮. 土壤有机氮在丰水期、枯水期的贡献率均高达30%，丰水期化肥贡献比例高于枯水期，而枯水期粪便与污水的贡献比例高于丰水期. 其中，丰水期较高的化肥贡献可能与降雨作用下农田退水过程密切相关[17,46]. 研究区平江河两侧农田分布广泛，水稻种植业发达，大量施用化肥导致氮素等营养物质易堆积在土壤中[25]. 丰水期在降雨作用下，农田退水现象易发生，即农田内未被农作物完全吸收的氮磷等营养物质易随排水进入自然环境中，这将导致农业面源污染[46]. 该研究中，水稻施肥期与降雨高频期重叠，且灌排沟渠与平江河相衔接，低δ15N-NO3-丰度的稻田水将通过沟渠汇入平江河，因此进一步加剧了面源污染对水环境的恶化. 枯水期的粪便与污水可能主要来源于畜禽养殖，麻鸭生活区域主要为水塘，粪便易排入地表水中. 同时，枯水期地表植被覆盖度相对较低，对降雨的拦截入渗能力较弱，一定程度上加剧了面源污染的贡献比例[47]. 该结果与太湖流域平原河网地区的研究结果具有相似性[17]，丰水期非点源氮肥和土壤有机氮在总氮负荷中所占比例最高，枯水期污水/粪肥源以高NH4+-N浓度和高δ15N-NO3-值的特点，成为各来源中最大的输入源.

图6 基于MixSIAR模型的硝酸盐贡献率Fig.6 Nitrate contribution based on the MixSIAR model

无论丰水期还是枯水期，化肥及土壤有机氮贡献率之和均超过了50%，表明研究区地表水NO3-浓度主要受农业面源污染的影响. 有机氮是土壤氮素的主要存在形式，占表层土壤全氮量的85%以上. 传统氮肥的直接利用率往往只有30%～35%，根据15N示踪的研究成果，施入到农田的化学氮肥在第一季作物生长后约有20%～40%的肥料氮以有机氮的形态存在于土壤中[48]. 氮肥施入土壤后，在微生物的硝化作用下形成NO3--N，因土壤胶体带负电荷，对NO3-吸附甚微，故NO3-易遭受雨水或灌溉水淋洗而进入地下水或通过径流、侵蚀等汇入地表水中，从而造成水体污染[23].因此，种植过程中应合理施用化肥，提高农田肥料氮和土壤氮利用效率，减少土壤氮素蓄积.

3 结论与展望

a) 屈原垸平江河段丰、枯水期地表水均呈弱碱性，DO浓度较高，水化学类型以SO4·Cl-Ca·Mg型和HCO3-Ca·Mg型为主. 地表水中可溶性无机氮占TN的绝大部分，主要以NH4+-N和NO3--N为主. NO3--N与NO2--N在丰水期与枯水期间浓度无显著差异，而丰水期TN、NH4+-N浓度平均值高于枯水期.

b) 通过氮氧双同位素的定性分析以及Cl-示踪因子的辅助判断可知，屈原垸平江河段地表水硝酸盐的主要来源为化肥与土壤有机氮. 研究区氮循环过程中，硝化作用占据主要地位，反硝化作用不明显.

c) 堤垸地区的农业生产以种植业和养殖业为主，屈原垸平江河段地表水硝酸盐浓度主要受农业面源污染的影响. 丰水期和枯水期化肥及土壤有机氮对地表水硝酸盐贡献率之和均超过50%. 同时传统高密度集约化水产养殖模式所产生的硝酸盐污染也不可忽视. 因此，科学施用化肥、提高水产养殖废水净化率、加强水土保持以控制农业面源污染是堤垸地区地表水水质防控的重点.

d) 本研究利用氮氧双同位素与MixSIAR模型来示踪典型堤垸地区地表水硝酸盐来源，但仍存在一些不足：①除水产养殖源以外的其他来源值采用参考文献数据，模型计算的精度有待进一步提高；②未充分考虑水文连通性与氮迁移的耦合作用，忽略了地下水补给、排泄和径流等的影响，对溯源结果产生不确定性. 后期可深入研究氮迁移过程所造成的具体影响，以及在未来研究中加强对实地污染源数据的获取.