沁河上游硝酸盐的定量源解析及其季节性差异

李林霞, 李艳利*, 杨梓睿, 尹希杰

1.河南理工大学资源环境学院， 河南 焦作 454000

2.国家海洋局第三海洋研究所， 福建 厦门 361005

氮的生物地球化学循环受到人类活动的显著影响，逐渐增加的氮负荷增加了河流富营养化风险. 硝酸盐是许多河流可溶性无机氮的主要组成[1-2]，参与各种生物化学过程，如硝化过程、反硝化过程和生物吸收过程. 人类长期摄取过量的硝酸盐，会引发智力下降、胃癌等健康问题[3]，水体中过高的硝酸盐含量会导致水体富营养化，识别河流的硝酸盐来源和关键过程对于了解人类活动对水生生态系统的影响至关重要. 2012年沁河流域NO3-浓度为4.93～43.2 mg/L[4]，2015年为0.71～20.8 mg/L[5]，水体受到点源和面源污染的影响[5-6]，沁河流域硝酸盐来源及其关键过程的识别对有效控制河流硝酸盐污染非常重要.

河流中硝酸盐来源复杂，目前被广泛认为来源于大气沉降、土壤有机氮、粪肥和生活污水、硝态氮肥、氨态氮肥等. 硝酸盐双同位素(δ15N-NO3-和δ18O-NO3-)已被广泛用于识别河流硝酸盐源[2,7-14]. 不同硝酸盐源具有各自的同位素特征值，来源于化肥的δ15N-NO3-为-5‰～5‰[11]，大气沉降的δ15N-NO3-通常为-13‰～13‰[7]，土壤氮硝化作用产生的δ15N-NO3-范围为0～8‰[5]，动物粪便与生活污水中的δ15N-NO3-较高，为7‰～20‰[2]. 由于大气沉降、土壤氮和化肥的 δ15N 存在重叠现象，联合δ18O-NO3-可以更好地区分硝酸盐源. 大气沉降δ18O的范围为25‰～75‰[7,15]，氨肥和矿化土壤有机氮硝化作用产生的δ18O-NO3-范围为-10‰～15‰[2,16]，硝态氮肥δ18O-NO3-范围为17‰～25‰[16-18]，动物粪便与生活污水中的δ18O-NO3-范围为-10‰～15‰[2,19]. 近年来，基于δ15N-NO3-和δ18O-NO3-的SIAR同位素模型[20]被广泛用于硝酸盐的定量识别[7,21-23]. 另外，氮氧同位素的变化关系可以反映氮的生物化学过程[24]. 例如，同化和反硝化过程可引起剩余反应物中的δ15N-NO3-和δ18O-NO3-值增加，且二者增加的比例接近1.0[25]. 由于硝化作用产生的硝酸盐中的氧2/3来自水，1/3 来自溶解氧，因此，δ18O-H2O可用来识别硝化作用的发生. 联合δ15N-NO3-、δ18O-NO3-和δ18O-H2O可以有效识别硝酸盐来源及其迁移转化过程. δD-H2O 和δ18O-H2O可作为有效的水源示踪剂，提供有关水文过程信息[11, 26].

沁河是黄河的一级支流，山西省的主要水源之一，沁河中游和下游人口密度较高，工业发达，人为活动频繁，沁河上游人口密度低，受工业的影响较小，可以排除较大工业点源污染. 基于稳定同位素技术识别沁河上游硝酸盐源及其迁移转化过程，可以为同类型流域氮的地球化学循环研究提供参考. 该研究于2017年10月、2018年3月和2018年6月共采集28个沁河上游表层河水样品，分析主要的水化学离子(Cl-、NO3--N、NH4+-N)浓度和稳定同位素(δ15N-NO3-和δ18O-NO3-、δD-H2O和δ18O-H2O)，确定沁河上游河流无机氮的浓度及其时空分布差异，阐明控制沁河上游河流硝酸盐的主要生物化学过程，结合SIAR同位素模型定量解析不同人为源对沁河上游河流硝酸盐的贡献.

1 材料与方法

1.1 研究区域概况

沁河发源于沁源县霍山东麓的二郎神沟，源头分水岭高程约 2 200 m，自北向南流经沁源县、安泽县等地. 沁河上游为石质山区，有三叠系泥岩砂岩分布[4]. 土壤主要为沼泽土、冲积土和草甸土等，植被覆盖程度较高[27]. 沁河上游地区人口密度较小，人口聚集地主要为沁源县城、郭道镇以及安泽县城，以农业和畜牧业为主，紫红河支流两侧有农田. 沁河属中纬度温暖带半湿润大陆性季风气候，四季分明[28]，6月进入雨季，冬季降雨量较少. 沁河上游流域(安泽县以上)位于112.05°E～112.39°E、36.10°N～36.89°N之间，长度86.4 km，年均气温5.5～7.8 ℃，年均降水量656.7 mm[4].

1.2 样品采集和分析方法

根据有支流汇入时，在汇合点支流上游和充分混合后干流下游处布设采样点，以及在布设水样点位的上游50 m处布设土样的原则，分别于2017年10月(秋季)、2018年3月(春季)和2018年6月(夏季)采集表层河水和土壤样品，采样点位置如图1所示，具体数据见表1. 现场使用便携式水质参数仪(SX731，上海三信仪表厂)测定水体的pH、电导率(EC)、水温(T)和总溶解固体(TDS)浓度等参数.ρ(NH4+-N) 采用纳氏试剂分光光度法(HJ 535—2009《水质 氨氮的测定 纳氏试剂分光光度法》)测定，误差范围为±2%；ρ(NO3--N)采用紫外分光光度法(SL 84—1994《硝酸盐氮的测定 紫外分光光度法》)测定，相对误差为1.1%；ρ(TN)采用碱性过硫酸钾消解-紫外分光光度法(HJ 636—2012《水质 总氮的测定 碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法》)测定，相对误差为1.5%±3.2%；ρ(Cl-)采用离子色谱仪(ICS 3000，Dionex)测定，测试精度为5%.

表1 沁河上游无机离子浓度和同位素数据

河流δ15N-NO3-和δ18O-NO3-使用叠氮化钠法[29-30]，土壤样品经过KCl溶液提取后，测定方法同水样的测试方法. 水的氢氧稳定同位素(δD和δ18O)使用平衡法测定[31]，测试精度为0.3‰. 同位素测定均在国家海洋局第三海洋研究所进行，同位素值均用千分偏差δ(‰)表示：

δsample=(Rsample/Rstandard-1)×1 000

(1)

式中，Rsample和Rstandard分别表示样品和标准样中氮、氧的同位素比率.

1.3 SIAR同位素模型

SIAR同位素模型是由Parnell等[20]开发的稳定同位素混合模型，可用于定量分析不同来源硝酸盐的贡献比例.

Cjk～N(λjk,τjk2),εij～N(0,σ2))

(2)

式中：Xij为混合物同位素的值，且i=1, 2, …,N，j=1, 2, …,J；Sjk为第k个端元j的同位素值(k=1, 2, …,K)；μjk为同位素值平均值；ωjk2为同位素值标准偏差；Pk为端元k的贡献比例，需根据SIAR同位素模型预测；Cjk为端元k在j同位素上的分馏因子；λjk为分馏因子的平均值；τjk2为分馏因子的标准偏差；εij为混合物同位素值的剩余误差，代表不同单个混合物间未能确定的变量，其平均值为0、标准偏差为σ2.

2 结果与讨论

2.1 沁河上游河流无机氮浓度的季节差异性

沁河上游河流水化学特征见表2，沁河水体ρ(DO)范围为8.5～13 mg/L，为好氧环境；上游水体pH范围为7.56～9.20，属于弱碱性水质，这与沁河流域属于碳酸盐岩分布区有关[4,32]. EC的变化范围为287～678 μS/cm，与秦勇等[4]的研究结果(EC平均值为573 μS/cm)接近，说明水-岩作用是影响沁河水体EC的重要因素. 沁河上游ρ(TN)平均值为(4.65±3.23)mg/L (见表1)，超过了我国GB 3838—2002《地表水环境质量标准》V类标准限值(2 mg/L).

表2 沁河上游河流水化学特征描述性统计分析

沁河上游ρ(NO3--N)〔平均值为(1.94±0.97)mg/L〕高于2015年沁河流域〔ρ(NO3--N)平均值为1.62 mg/L)〕[5]. 春季、夏季和秋季ρ(NO3--N)平均值分别为(2.11±1.03)(1.50±0.61)(2.40±1.17)mg/L，秋季高于其他2个季节. 春季ρ(NO3--N)的箱体图范围比夏季和秋季更宽(见图2)，说明沁河上游春季ρ(NO3--N)的空间差异较大. 沁河上游ρ(NH4+-N)的平均值为(0.42±1.09)mg/L，春季、夏季和秋季NH4+-N浓度平均值分别为(0.03±0.04)(0.86±1.72)(0.37±0.35)mg/L. 夏季高于春季和秋季(见图2)，可能是夏季雨水较多形成径流，对土壤冲刷作用增强. 夏季M3采样点ρ(NH4+-N)较高，与M3采样点位于人口密集的郭道镇有关，该处河流氮受人类活动影响较大. 大部分采样点的ρ(NO3--N)高于ρ(NH4+-N)(见表1)，说明沁河上游的无机氮以NO3--N为主. 源头附近(M1和M2采样点)受人类活动干扰较少，ρ(Cl-)(1.85～3.12 mg/L)和ρ(NO3--N)(0.2～1.39 mg/L)显著低于其他采样点(见表1).

图2 不同季节NH4+-N和NO3--N浓度箱体图

2.2 沁河上游河流硝酸盐同位素特征的季节差异性

沁河上游δ15N-NO3-和δ18O-NO3-平均值分别为4.37‰±3.39‰和7.45‰±5.23‰，δ15N-NO3-低于沁河中游与下游[5](平均值分别为5.4‰和9‰)，δ18O-NO3-高于沁河中游和下游(平均值分别为-0.6‰ 和-3.1‰). 说明大气沉降对沁河上游河流硝酸盐的贡献更为显著，生活废水的排放对河流硝酸盐影响更小. 这与沁河上游和中下游的人口密度、工农业活动等密切相关.

δ15N-NO3-在春季、夏季和秋季的平均值分别为4.88‰±1.88‰、4.65‰±5.04‰和3.21‰±1.44‰，没有显著的季节性差异. 春季δ18O-NO3-(13.0‰±3.13‰)显著高于夏季(2.90‰±3.12‰)和秋季(6.62‰±1.30‰)(见图3)，可能与春季雪水融化有关，雪水中有较高的δ18O-NO3-信号，说明融雪对河流硝酸盐有一定贡献，且融雪过程中会冲刷地表的畜禽粪便、化学肥料等进入河流. 沁河上游沿程δ15N-NO3-与δ18O-NO3-的变化趋势均较为平缓(见表1). 夏季在M3采样点处存在较高的δ15N-NO3-与δ18O-NO3-值(见图3)，可能与M3采样点位于人口密集的郭道镇有关.

图3 NO3-同位素组成箱体图

2.3 沁河上游水循环特征和水源识别

干流δD-H2O和δ18O-H2O变化如图4所示. 由图4可见，春季、夏季、秋季δ18O-H2O的平均值分别为-9.66‰±1.07‰、-8.55‰±1.46‰、-9.18‰±0.89‰. 夏季δ18O-H2O较其他时期明显较高，可能是该时期蒸发作用较强[2]. 沁河上游δ18O-H2O沿程从上至下呈现递增的趋势(见表1)，这与已有的研究[2,33-35]结果一致，多数河流δ18O-H2O 从上游至下游逐渐增加，δ18O-H2O值与温度有关，在河流上游水温较低，中下游蒸发作用较强，所以水中可能富集更高的氧同位素信号.

使用全球同位素网络(GNIP)的中国站点数据(http://www.iaea.org/water)计算出局部大气降水线，如图4所示，3个季节大部分采样点的δD-H2O和δ18O-H2O 都位于大气降水线附近，表明降水是河流主要的补给水源. 有部分点位的δD-H2O和δ18O-H2O明显低于大气降水线，可能与蒸发作用有关，在蒸发过程中δ18O-H2O比δD-H2O更富集[11]. 秦勇等[4,36]的研究显示沁河流域地表水和地下水转换频繁，地下水混入可能是造成部分点位δD-H2O和δ18O-H2O的组成偏离大气降水线的另一个重要原因. M1和M2采样点处H2O的同位素值相对更偏负，表明地下水补给主要发生在源头处，与Qin等[5]的研究结果一致，河水由没有明显蒸发的泉水直接补给，保持了局部降水的同位素特征.

图4 沁河上游河流δD-H2O和δ18O-H2O关系图

2.4 沁河上游硝酸盐来源的季节性差异

2.4.1利用氮氧同位素识别硝酸盐来源

由图5可知，沁河上游的δ15N-NO3-和δ18O-NO3-值主要落在氨肥与尿素和土壤氮重叠的范围内，河流硝酸盐主要来自氨肥与尿素和土壤氮的硝化，与Qin等[5]的研究结果一致. 春季δ18O-NO3-明显高于其他两个季节，δ15N-NO3-与其他季节没有明显差异，说明春季受大气沉降的直接影响较大，可能由于3月积雪融化进入河流，雪水中有较高的δ18O-NO3-信号. 夏季和秋季较低的δ18O-NO3-说明河流硝酸盐主要来自土壤氮和氨肥的硝化. 夏季在M3采样点处有较大的δ15N-NO3-值，δ15N-NO3-和δ18O-NO3-值落在粪便与生活污水的范围内，与M3采样点位于人口密集的郭道镇有关，该处受人类活动影响较大.

图5 不同季节δ15N-NO3-和δ18O-NO3-值

粪便、工业废水和生活污水中发现高浓度的Cl-，化学肥料中没有发现Cl-，且Cl-几乎不受物理化学和生物过程的影响，因此，c(NO3-)/c(Cl-)和Cl-摩尔浓度可以用来区分农业活动和粪便及废水的影响[7]. 当河流中有较低的Cl-摩尔浓度和较高的c(NO3-)/c(Cl-)时，说明硝酸盐主要来自农业活动；当河流中Cl-摩尔浓度较高而c(NO3-)/c(Cl-)较低时，硝酸盐的主要来源是粪便和废水[7]. Cl-摩尔浓度没有明显变化，而c(NO3-)/c(Cl-)显著降低，水体可能发生了反硝化过程[10]. 如图6所示，沁河上游春季和秋季大部分点位有中等大小的Cl-摩尔浓度(0.2～0.6 mmol/L)和c(NO3-)/c(Cl-)(0.4～0.6)，表明硝酸盐污染来自多种源的混合. 夏季大部分点位的Cl-摩尔浓度(0.4～0.8 mmol/L)较春季和秋季高，而c(NO3-)/c(Cl-)(0～0.4)较春季和秋季低，表明夏季受粪便与生活污水的影响较其他2个季节大. 可能是夏季雨水较多，地表的禽畜粪便被更多地冲刷进入河流. 源头附近(M1和M2采样点)处受人类活动较小，该处有较低的Cl-摩尔浓度(0～0.1 mmol/L)和较高的c(NO3-)/c(Cl-)(0.6～1.2)，说明源头处硝酸盐主要来自土壤氮的冲刷.

图6 c(NO3-)/c(Cl-)与Cl-摩尔浓度的关系

2.4.2沁河上游硝酸盐的关键过程识别

氮的循环过程主要包括固氮过程、硝化过程、同化过程、反硝化过程和挥发过程等. 硝化作用是在有氧条件下，微生物将NH4+氧化为NO3-的过程. 硝化作用产生的硝酸盐中的氧2/3来自水，1/3来自溶解氧[37-38]. 大气中O2的δ18Oair为23.5‰[5]，沁河上游δ18O-H2O范围为-11.4‰～-6.5‰，假设没有发生同位素分馏，可以计算硝化作用产生的理论δ18O-NO3-值为0.23‰～3.5‰. 夏季实际测得的δ18O-NO3-与硝化作用产生的理论δ18O-NO3-值更接近(见图7)，表明夏季河流硝酸盐受到硝化作用的影响. 春季和秋季硝酸盐的δ18O-NO3-高于硝化过程发生时δ18O-NO3-的理论值，可能是由细菌的呼吸作用或者土壤水的蒸发引起高δ18O-NO3-造成的[39].

图7 δ18O-NO3-与δ18O-H2O的散点图

在反硝化过程中，微生物将NO3-转化为N2O和N2，并且在这些过程中优先使用氢同位素[7]. 因此，当发生反硝化作用时，水体的δ15N-NO3-和δ18O-NO3-值均会随着ρ(NO3-)的降低而增加. 当δ15N-NO3-和δ18O-NO3-增加的比率在1.3～2.1范围内时，说明发生了反硝化作用[9]. 3个季节大部分点位δ15N-NO3-和δ18O-NO3-增加的比率均小于1.3，ρ(NO3-)与δ15N-NO3-无显著相关关系(见图8)，说明沁河上游未发生反硝化过程. 这与采样河流高ρ(DO)的条件相符，反硝化酶活性要求O2浓度低于0.2 mg/L[40]，而采样河流ρ(DO)的平均值为10.7 mg/L，最小值为8.5 mg/L，均高于反硝化过程发生所需的ρ(DO).

图8 ln [NO3-]与δ15N-NO3-的散点图

2.4.3利用贝叶斯模型定量识别硝酸盐源的贡献

结合水体NO3--N、NH4+-N、Cl-和硝酸盐的同位素分析结果，沁河上游主要的硝酸盐潜在源可分为4类，分别为大气沉降、土壤有机氮、化肥、粪便和生活污水. 4个潜在硝酸盐源的δ15N-NO3-和δ18O-NO3-值见表3，该研究采用贝叶斯混合模型(SIAR同位素模型)运行了3组采样季节样品，定量解析了3个季节沁河上游河流硝酸盐的来源.

表3 4种硝酸盐源的δ15N-NO3-和δ18O-NO3-值

沁河上游没有发生明显的反硝化过程，因此该模型的运行不考虑同位素分馏. 如图9所示：土壤氮和化肥对研究区域河流硝酸盐贡献比例最高，与δ15N-NO3-和δ18O-NO3-值所显示的结果(见图5)一致. 春、夏、秋3个季节土壤氮的贡献比例分别为27.8%、39.5%和39.3%，化肥的贡献比例分别为29.1%、40.2%和41.9%，粪便与生活污水的贡献比例分别为18.4%、17.9%和8.2%. 大气沉降对河流硝酸盐贡献率最低，春、夏、秋3个季节的贡献比例分别为24.7%、2.4%和10.6%.

图9 不同季节硝酸盐源贡献比例

夏季和秋季沁河上游河流有相似的硝酸盐来源，土壤氮和化肥对河流硝酸盐的贡献率之和均近80%. 春季土壤氮和化肥的贡献率之和仅近60%，大气沉降对河流硝酸盐的贡献率较夏季和秋季高，这种差异主要是由于春季融雪携带较高的δ18O信号(见图5)，同时融雪形成的地表径流会将更多的畜禽粪便以及土壤氮冲刷进入河流. 夏季大气沉降的贡献率(2.4%)远低于其他2个季节，主要因为夏季丰沛的雨水对地面的冲刷，将更多的土壤氮、化肥和禽畜粪便带入河流. 这说明大气沉降主要是通过间接作用影响河流硝酸盐分布.

3 结论

a) 沁河上游ρ(NO3--N)的平均值为(1.94±0.97)mg/L，ρ(NH4+-N)的平均值为(0.42±1.09)mg/L，沁河上游溶解无机氮以NO3--N为主. 沁河上游夏季ρ(NH4+-N)高于春季和秋季. 秋季ρ(NO3--N)高于春季和夏季. 春季、夏季和秋季δ15N-NO3-的平均值分别为(4.88‰±1.88‰)(4.65‰±5.04‰)和(3.21‰±1.44‰)，没有显著的季节性差异. 春季δ18O-NO3-(13.0‰±3.13‰)显著高于夏季(2.90‰±3.12‰)和秋季(6.62‰±1.30‰)，可能与春季融雪有关.

b) 沁河的δ15N-NO3-和δ18O-NO3-值说明河流硝酸盐主要来自土壤氮和化肥. SIAR同位素模型定量分析结果显示，土壤有机氮和化肥中NH4+的硝化对沁河上游硝酸盐贡献比例最高. 春、夏、秋3个季节土壤氮的贡献比例分别为27.8%、39.5%和39.3%，化肥的贡献比例分别为29.1%、40.2%和41.9%. 春季大气沉降对沁河硝酸盐的贡献比例相对较高(24.7%)，与春季积雪融化进入河流有关.

c) 硝酸盐氮氧同位素(δ15N-NO3-和δ18O-NO3-)之间的关系显示，沁河上游NO3--N主要受硝化过程的影响，没有明显的反硝化过程发生.