水资源是人类维系生命和发展的基础物质, 近年来, 随着城市化进程的加快、经济的快速发展以及工农业生产活动强度的增加, 含氮化合物已成为地表水环境中广泛存在的污染物, 其中硝酸盐(NO₃^-)是地表河流中氮的主要存在形式^[1~3].在全球河流中, NO₃^-的实际浓度大于生态系统适宜的NO₃^-浓度, 世界卫生组织(WHO)规定饮用水中硝酸盐(以氮计)的最大允许限量仅为10 mg·L^-1, 过量硝酸盐会对水生生态系统和人类健康构成严重威胁^{[4, 5]}.地表水, 特别是城市水体中过量氮负荷加速了微生物的生长和氧气的消耗, 并导致水体富营养化, 甚至水生生态系统会发生缺氧现象, 导致水生生物大量死亡^[6~10]. 2018年“ 6.5”环境日, 环境保护部宣传教育中心联合阿里巴巴公益基金会和高德地图共同推出环境地图, 其中显示, 北上广深一线城市水质恶化问题非常严重, 深圳水质监测点的黑臭水占比达到70%以上.富营养化的城市水体给群众带来了极差的感官体验, 严重影响着我国城市的良好发展.因此确定水体NO₃^-来源, 控制城市水体氮污染显得尤为重要.

水体中NO₃^-污染来源复杂多样, 包括自然源：降雨和土壤有机氮, 和人为源：化学肥料、生活污水/粪肥以及工业废水等.不同来源的NO₃^-具有特有的氮、氧同位素特征^[11~15].近年来, 氮氧同位素结合稳定同位素源解析(stable isotope analysis in R, SIAR)模型被成功运用于水体中各NO₃^-污染源贡献率的定量研究^[16~24]. Soto等^[24]研究加拿大西部的温尼伯湖流域发现, 靠近城区的阿西尼泊因河段62% NO₃^-来源于生活污水和粪肥, 农业区的红河段中约40%的NO₃^-主要来自化学肥料.不同的土地利用条件下, 地表水NO₃^-来源差异显著.因此, 由土地利用类型的变化引起的流域氮污染已经成为研究的热点问题之一^{[17, 23, 24]}.

本文选择京杭运河杭州段(运河)作为典型城市河流, 杭州重要的水源地之一的余英溪作为典型山林农业区河流, 进行以下研究：①分析河流氮的形态, 探索可能存在的氮的迁移转化过程; ②利用水的氢氧同位素确定河流水的主要来源; ③利用NO₃^-氮氧同位素技术结合SIAR模型估算京杭运河和余英溪各NO₃^-源的贡献率, 解析城市水体和农业区水体NO₃^-来源的差异, 进而探讨同位素分馏对SIAR模型估算结果的影响, 以期为不同土地利用类型区域的河流氮污染的控制提供科学依据.

运河(30°19′02″N, 120°08′03″E)位于杭州市中心主城区, 全长约13 km, 河道平均面宽80 m, 平均水深2.31~4.77 m, 是杭州市的基本航道, 也是城市排洪防涝的骨干河道.由于其水位较低, 因此会接受城市河网其他支流的汇入.河道禁止排放生活污水.为了改善运河水质, 每年引钱塘江水冲刷运河.已有研究结果表明运河氨氮(以氮计)为0.31~1.90 mg·L^-1, 超过了地表水环境质量标准(氨氮≤1.5 mg·L^-1)^[25].运河上采样点D1~D15为运河干流, D16~D25为支流(图 1).余英溪(30°31′30″N, 119°52′52″E)属于杭州市西部东苕溪支流, 全长14.9 km, 流域属于山林农业区, 其中S1~S4位于余英溪上游, 土地利用主要以原始山林为主; S5~S7位于对河口水库, 库容1.469亿m³, 供水人口13.8万, 库区附近主要的农业活动是经济林(竹林和果树等种植); S8~S11为水库下游, 地势平缓, 流速较慢, 农作物以水稻和油菜种植为主并伴有蔬菜种植, 农村居民生活区面积增加.经济林和蔬菜种植施用一定的化肥和粪肥, 水稻和油菜种植施用化肥^[15].农村居民区的污水通过小型生活污水处理设施处理后排入河流.运河和余英溪所在区域位于亚热带季风气候区, 温暖湿润、四季分明, 多年年均气温为17.2℃, 年均降雨量为1 547.3 mm, 4~10月为汛期, 11~次年3月为非汛期.

图 1

Fig. 1

图 1 京杭运河杭州段和余英溪采样点布示意 Fig. 1 Sampling sites in the Grand Canal (Hangzhou) and Yuying River

按照国家环境保护总局“地表水和污水检测技术规范(HJ/T 91-2002)”, 在京杭运河杭州段和余英溪上分别布置25和11个采样点(图 1), 分别采集非汛期(2018年1月)和汛期(2018年9月)水样^[26].每个点位用便携式采水器在水面以下约50 cm处采集500 mL河水, 装入聚乙烯样品瓶中, 及时带回实验室.

溶解氧(DO, 雷磁, JPB-607A)在现场测定.水体五日生化需氧量(BOD₅)使用五日培养法测定(HJ 505-2009)^[27].将水样用0.45 μm滤膜过滤后, 装入60 mL聚乙烯小瓶中, 使用离子色谱仪(戴安ICS-900)测定水中无机离子(NO₃^-、NO₂^-、NH₄⁺、Cl^-和Na⁺), 未及分析的水样置于-18℃冰箱中冷冻保存.使用碱性过硫酸钾-分光光度法(HJ 636-2012)测定水样的总氮(TN), 以及经0.45 μm微孔滤膜过滤后水样中的溶解性总氮(DTN), 未及分析的水样置于-4℃冰箱中冷冻保存, 一周内完成测试^[28].可溶性无机氮(DIN)为: DIN=硝态氮(NO₃^--N)+亚硝态氮(NO₂^--N)+氨氮(NH₄⁺-N), 可溶性有机氮(DON)为: DON=DTN-DIN; 颗粒态的氮(PN)为PN=TN-DTN.

运河部分水样(D1、D6、D9、D11、D13、D15、D17、D18、D21、D22和D25)和余英溪部分(S2、S4、S6、S8、S9、S10和S11), 经0.22 μm微孔滤膜过滤后, 装入60 mL聚乙烯小瓶中, 用于水的氢、氧同位素测定和硝酸盐的氮、氧同位素测定, 未及分析的水样置于-18℃冰箱中冷冻保存(图 1). δD-H₂O和δ¹⁸O-H₂O的分析采用TC-EA高温裂解制备出H₂和CO后通过同位素分析仪(Picarro L2140-i)测定, 标准误差分别为0.5‰和0.1‰. δ¹⁵N-NO₃^-和δ¹⁸O-NO₃^-用细菌反硝化法测定^{[29, 30]}.选择缺乏N₂O酶活性的反硝化细菌(Pseudomonas aureofaciens), 将水样中的NO₃^-全部转化为N₂O, 使用同位素质谱仪(Thermo Delta V Advantage)测定¹⁵N/¹⁴N和O¹⁸/O¹⁶, δ¹⁵N-NO₃^-和δ¹⁸O-NO₃^-标准误差分别为0.3‰和0.5‰.

同位素的相对比值根据公式(1)计算：

(1)

式中, δ_样品为样品的同位素比值(‰), R是重同位素与轻同位素的比值, 即D/H、¹⁵N/¹⁴N和O¹⁸/O¹⁶, 氮同位素参照标准是标准大气(AIR), 氢同位素和氧同位素参照标准是维也纳标准平均海水(Vienna standard mean oceanic water, V-SMOW).

本研究使用稳定同位素源解析(SIAR)模型计算对各氮污染源的贡献率^[31].SIAR模型表达为：

(2)

式中, X_ij表示第i个样品中第j种同位素的值(i=1, 2, 3, …, N; j=1, 2, 3, ..., J); S_jk是第k种源中第j种同位素的值(k=1, 2, 3, …, K), μ_jk为平均值, ω_jk²为正态分布的方差; C_jk是第j种同位素在第k个源上的分馏系数, λ_jk为平均值, τ_jk²为正态分布的方差; p_k为第k个源的贡献率, 它由模型计算得到; q_jk是同位素j在第k种源中的浓度; ε_ij为残差, 表示各混合物间剩下的未量化的变异, 平均值为0, σ_j²为正态分布的方差.

如表 1和图 2所示, 运河水TN浓度为0.89~6.10 mg·L^-1, 均值为3.23 mg·L^-1, 高于余英溪1.27~3.60 mg·L^-1(均值：2.39 mg·L^-1).依据国家地表水环境质量标准(GB 3838-2002), 运河水质要求达到IV类水的标准, 运河94%水样TN>1.5 mg·L^-1; 余英溪水质要求达到Ⅲ类水的标准, 余英溪全部水样TN>1.0 mg·L^-1, 可见水体氮污染的严重性^[32].运河水体氮来源广泛：地表径流、生活污水的漏排、城市其他河道来水、土壤氮、降雨以及内源释放, 而余英溪氮来源主要有农业生产中化肥和有机肥的施用、地表径流、农村生活污水的漏排、土壤氮以及降雨^[33~36].为了改善运河水质, 通过杭州配水工程每年约10亿m³的钱塘江水被引入运河^[37].运河水TN高于钱塘江配水的TN(均值：2.55 mg·L^-1)^[38].如表 1和图 2所示, 运河水有机质(BOD₅)平均含量为1.66 mg·L^-1、DON浓度均值为0.95 mg·L^-1、PN浓度均值为0.43 mg·L^-1, 均高于余英溪BOD₅(均值：0.43 mg·L^-1)、DON(均值：0.69 mg·L^-1)和PN(均值：0.32 mg·L^-1).已有研究表明, 城市径流等面源污染已被美国环保署列为导致全美河流和湖泊污染的第三大污染源^[39].我国城市径流中各主要污染物平均浓度均远高于我国地表水环境质量Ⅴ类标准, 以北京为例, COD和TN的超标倍数分别为13.55和15.97^[40~43].Yang等^[43]开展了降雨径流对中国武汉3个大小不同的城市湖泊水质影响的研究, 结果发现：由地表径流进入3个湖泊的TN从小到大分别为204、442和3 448 kg·a^-1, 给本就脆弱的湖泊环境带来了很大的负担.运河横穿整个杭州市区, 杭州市2019年主城区人口813万人, 城镇化率78.5%.城市人口激增, 人类活动更加频繁, 使得地表污染物大量累积(零星生活垃圾和宠物粪便等), 城市降雨径流把地面大量的污染物带入城市水体, 使得水体中悬浮物(TSS)、有机物和氮等污染物含量升高.另一方面, 生活污水的漏排也会造成运河TN升高.运河水较高的有机质含量、DON和PN说明城市内剧烈的人类活动是运河水TN较高的根本原因.余英溪所在区域远离主城区, 流域主要土地利用类型为山林(少量经济林)、农业种植区和农村居民区, 约550~650 kg·(hm²·a)^-1尿素及氮磷钾复合肥用于水稻、蔬菜和经济林种植, 因此农业活动是余英溪氮的主要来源.

表 1 (Table 1)

表 1 京杭运河杭州段和余英溪水质参数统计1)/mg·L-1 Table 1 Statistical parameters of water quality in the Grand Canal (Hangzhou) and Yuying River/mg·L-1 河流 项目 DO BOD5 TN NO3--N NO2--N NH4+-N Na+ Cl- 运河 非汛期 (n=25) Min 5.6 0.40 1.93 0.25 0.00 0.17 5.51 4.26 Max 8.1 2.90 4.26 1.64 0.00 1.25 20.82 15.52 Ave. 6.8 1.68 3.46 1.14 0.00 0.58 16.12 10.74 S.D. 0.6 0.65 0.56 0.38 0.00 0.24 3.85 2.99 汛期 (n=25) Min 2.0 0.30 0.89 0.11 0.00 0.00 5.43 0.77 Max 6.5 3.10 6.10 2.14 0.09 1.62 42.57 40.69 Ave. 4.9 1.64 3.00 1.36 0.02 0.58 22.14 18.23 S.D. 1.3 0.56 1.16 0.55 0.03 0.43 9.52 10.58 余英溪 非汛期 (n=11) Min 6.1 0.10 1.95 0.79 0.00 0.04 4.79 1.23 Max 7.3 1.20 3.60 2.13 0.00 0.24 9.28 5.85 Ave. 6.6 0.42 2.68 1.39 0.00 0.11 5.85 2.34 S.D. 0.4 0.32 0.55 0.42 0.00 0.05 1.34 1.24 汛期 (n=11) Min 4.7 0.00 1.27 1.03 0.00 0.00 4.71 1.63 Max 8.2 0.90 2.65 1.48 0.00 0.13 8.08 4.18 Ave. 6.6 0.44 2.10 1.22 0.00 0.03 5.28 2.24 S.D. 1.1 0.25 0.37 0.13 0.00 0.03 0.98 0.65 1)n表示样品数, Min表示最小值, Max表示最大值, Ave表示平均值, S.D.表示标准偏差

表 1 京杭运河杭州段和余英溪水质参数统计1)/mg·L-1 Table 1 Statistical parameters of water quality in the Grand Canal (Hangzhou) and Yuying River/mg·L-1

图 2

Fig. 2

图 2 京杭运河杭州段和余英溪水体各形态氮的季节变化 Fig. 2 Seasonal distributions of nitrogen forms in the Grand Canal (Hangzhou) and Yuying River

如表 1和图 2所示, 运河水的NO₃^--N浓度变化范围0.11~2.14 mg·L^-1, 均值：1.25 mg·L^-1, 其变化范围比余英溪广, 平均浓度比余英溪低(0.79~2.13 mg·L^-1, 均值：1.31 mg·L^-1).运河水的NH₄⁺-N浓度明显高于余英溪(运河0.00~1.62 mg·L^-1, 均值0.58 mg·L^-1, 余英溪0.00~0.24 mg·L^-1, 均值0.07 mg·L^-1).运河中NO₃^--N仅占TN的39%, NH₄⁺-N占TN的18%.余英溪中氮的主要存在形式是NO₃^--N, 约占TN的55%.从表 1可以看出, 运河DO浓度变化范围较广：2.0~8.1 mg·L^-1(均值：5.9 mg·L^-1), 而余英溪DO浓度总体维持在较高水平(4.7~8.2 mg·L^-1, 均值：6.6 mg·L^-1).水体高浓度的DO有利于水体氨化作用和硝化作用的进行.当DO>5 mg·L^-1时, DO对硝化作用无限制, 因此运河和余英溪内NH₄⁺-N顺利转化成NO₃^--N.运河水富含有机质, DON含量较高, 氨化作用速率高于硝化作用速率, 导致了运河水NH₄⁺-N累积.

无论是运河还是余英溪, TN浓度总体在非汛期较高, 在汛期较低, 雨水的稀释作用是造成这一现象的主要原因.余英溪PN浓度非汛期高于汛期, 和TN变化趋势一致, 而运河PN则呈现相反的趋势, 这可能是由于9月短期降雨强度大, 市区多为水泥地面, 植物覆盖率低, 强降雨带来的冲刷导致地表尘土随地表径流大量排入运河, 从而导致汛期运河PN较高.运河和余英溪NO₃^--N在汛期和非汛期都维持在较高水平, 但是运河汛期的NO₃^--N浓度高于非汛期的NO₃^--N浓度.夏末初秋的9月(汛期)气温明显高于冬天的1月(非汛期), 此时水体微生物代谢旺盛, 运河水高含量有机质保证了氨化作用硝化作用的顺利进行, 从而使得汛期运河水中NO₃^--N浓度的升高.同时氨化作用硝化作用消耗大量DO, 使得运河部分水体DO偏低, 9月运河DO平均浓度为4.9 mg·L^-1, 有些河段DO浓度只有2.0 mg·L^-1, 并且运河9月部分河段水样中检测出了低浓度的NO₂^--N(0.04~0.09 mg·L^-1)可见运河汛期部分水体存在反硝化作用.

河水的主要补给来源有雨水、地下水和冰川等.雨水的δD-H₂O和δ¹⁸O-H₂O存在的线性关系, 即称为大气降水线.1961年Craig^[44]首先提出的全球降水线(global meteoric waterline, GMWL), 方程为: δD-H₂O＝8.00×δ¹⁸O-H₂O+10.00.地方大气降水线受地方气候因子包括水蒸气气团的起源、降水期间的二次蒸发和降水的季节变化等控制, 如：杭州地区大气降水线(local meteoric waterline, LMWL1)方程为：δD-H₂O＝8.32×δ¹⁸O-H₂O+20.49; 华东地区大气降水线(LMWL2)方程为：δD-H₂O＝8.43×δ¹⁸O-H₂O+17.46^{[45, 46]}.运河和余英溪河水的δD-H₂O值变化范围在-49.1‰~-39.8‰之间, 均值为-44.7‰; δ¹⁸O-H₂O值变化范围在-8.2‰~-6.6‰之间(n=33), 均值为-7.6‰, 所有样品都落在LMWL1和LMWL2附近(图 3), 并且研究区样品水中δD-H₂O和δ¹⁸O-H₂O的值变化范围较小, 这与Jin等^[17]对东苕溪的研究相似, 说明降水是运河和余英溪水的主要来源.运河和余英溪河水样品拟合回归方程：δD-H₂O＝6.23×δ¹⁸O-H₂O+2.55(R^{2=0.78).河水线的斜率和截距均小于GMWL和LMWL, 这反映了蒸发效应对河水的影响[47].}

图 3

Fig. 3

图 3 京杭运河杭州段和余英溪河水δD-H2O和δ18O-H2O关系 Fig. 3 Relationship between δD-H2O and δ18O-H2O in the Grand Canal (Hangzhou) and Yuying River

运河和余英溪水中氢氧同位素具有明显的时空变化.非汛期水的δD-H₂O均值为-42.9‰, δ¹⁸O-H₂O均值为-7.5‰, 略高于汛期水的δD-H₂O均值为-46.1‰, δ¹⁸O-H₂O均值为-7.6‰, 这是由于冬季气候干燥, 河水蒸发作用强, 水的氢氧同位素受到了不同强度的蒸发富集作用.运河水的δD-H₂O均值为-43.0‰, δ¹⁸O-H₂O均值为-7.3‰, 略高于余英溪水的δD-H₂O均值为-46.9‰, δ¹⁸O-H₂O均值为-7.9‰, 这主要由于运河水除了接受降水补给, 主要接受钱塘江配水稀释冲刷, 在此过程中, 水的蒸发富集作用略强于余英溪水体.

如图 4所示, 运河水样δ¹⁵N-NO₃^-变化范围为5.1‰~7.3‰(均值：6.1‰), δ¹⁸O-NO₃^-的变化范围为2.5‰~9.3‰(均值：5.2‰), 余英溪水体δ¹⁵N-NO₃^-变化范围在0.9‰~5.3‰(均值：2.3‰), δ¹⁸O-NO₃^-变化范围在6.3‰~11.0‰(均值：8.3‰).不同的硝酸盐来源有不同的δ¹⁵N-NO₃^-值, 图 4中化肥、生活污水/粪肥、土壤氮和降水的δ¹⁵N-NO₃^-和δ¹⁸O-NO₃^-值域来自文献[4, 11, 16~23].运河水样的δ¹⁵N-NO₃^-明显高于余英溪水样, 运河水样同位素值均落在土壤氮和生活污水/粪肥区间, 余英溪水样在土壤氮和化学肥料区间, 可见两者的水体硝酸盐来源有明显差异.运河水体δ¹⁵N-NO₃^-和δ¹⁸O-NO₃^-值的变化范围和西湖水的同位素值相近, 可见两者有相似的NO₃^-源^[38].为改善运河水环境质量, 运河和西湖一样都接受钱塘江配水, 运河自2008年接受钱塘江配水, 配水量逐年增加, 截至2018年, 配水量达到10亿m³·a^-1.钱塘江配水的δ¹⁵N-NO₃^-均值为5.3‰, 比运河的δ¹⁵N-NO₃^-值小, 这与城市地表零星生活垃圾和宠物粪便等经城市降雨径流冲刷进入运河, 生活污水的零星漏排等相关.而余英溪水体δ¹⁵N-NO₃^-的变化范围和杭嘉湖地区的对河口水库、四岭水库和里畈水库水样的同位素值相似, 表明余英溪和这些水库有相同的NO₃^-源^[48].无论是运河还是余英溪δ¹⁵N-NO₃^-和δ¹⁸O-NO₃^-值在汛期和非汛期差别不大, 这是因为运河属于城市河流, 氮污染源的季节性差异不大.余英溪位于东苕溪上游, 是余杭区的水源地, 土地利用以山林为主, 农业种植区面积不大, 农业种植区汛期种植水稻和蔬菜, 非汛期种植油菜和蔬菜, 全年施肥量季节性差异不大, 因此造成余英溪氮污染源的季节性差异也不大.

图 4

Fig. 4

图 4 京杭运河杭州段和余英溪水体δ15N-NO3-和δ18O-NO3-关系 Fig. 4 Relationship between δ15N-NO3- and δ18O-NO3- in the Grand Canal (Hangzhou) and Yuying River

Cl^-具有物理、化学和生物惰性, 在水环境中是相对稳定的, 仅能通过混合过程改变其浓度, 其可能来源有生活污水、人和动物的排泄物、工业废水等人为污染源, 因此Cl^-可以作为污染源的指示剂.大量学者利用NO₃^-/Cl^-与Cl^-浓度关系来判断水体NO₃^-的来源. 一般来水：高Cl^-浓度(>0.5 mmol·L^-1)和低NO₃^-/Cl^-值(< 0.1)的水样表示NO₃^-来源主要是生活污水/粪肥; 低Cl^-浓度(< 0.1 mmol·L^-1)和高NO₃^-/Cl^-值(>1)表示NO₃^-主要来源于农业生产的化肥施用^{[16, 17, 22]}.由图 5可知运河较高的Cl^-浓度(均值：0.41 mmol·L^-1)和较低的NO₃^-/Cl^-值(均值：0.24)表明生活污水和粪肥是运河的主要氮污染源, 这与运河是流经市区的河流密切相关.特别是运河汛期Cl^-的浓度变化范围较广, 高浓度的Cl^-主要出现在运河汛期.虽然城市污水被禁止排入运河, 但是城市内剧烈的人为活动造成地表污染, 汛期强降雨冲刷带来的和生活污水/粪肥源相似的地表径流排入运河是汛期Cl^-浓度升高的主要原因^{[43, 49]}.余英溪水体较低的Cl^-浓度(均值：0.06 mmol·L^-1)和较高的NO₃^-/Cl^-比值(1.57)表明NO₃^-的来源主要是化学肥料.NO₃^-和Cl^-浓度的相关性分析表明NO₃^-和Cl^-在京杭运河(R=0.691, P < 0.01, n=50)呈极显著相关和余英溪(R=0.502, P < 0.05, n=22)中呈显著相关, 说明生活污水和粪肥这一污染源对运河的影响要比对余英溪的影响大.

图 5

Fig. 5

图 5 京杭运河杭州段和余英溪水体NO3-/Cl-和Cl-浓度关系 Fig. 5 Relationship between the ratios of NO3-/Cl- and Cl- concentrations in the Grand Canal (Hangzhou) and Yuying River

Na⁺和Cl^-在运河(R=0.841, P < 0.01, n=50)和余英溪(R=0.915, P < 0.01, n=11)中均呈极显著相关, 在没有受海水污染的情况下, 两条河流的Na⁺和Cl^-主要来源于生活污水和粪肥这一相同污染源.运河Na⁺浓度为5.43~42.57 mg·L^-1(均值：19.13 mg·L^-1), Cl^-浓度为4.26~40.69 mg·L^-1(均值：14.59 mg·L^-1), 两者均比余英溪高, 余英溪Na⁺浓度为4.71~9.28 mg·L^-1(均值：5.56 mg·L^-1), Cl^-浓度为1.23~5.58 mg·L^-1(均值：2.29 mg·L^-1).余英溪为水源地河流, 水质良好.运河较高Na⁺和Cl^-浓度, 一方面与钱塘江配水高浓度的Na⁺和Cl^-相关(Na⁺浓度均值为11.03 mg·L^-1, Cl^-浓度均值为13.11 mg·L^-1), 另一方面也与地表径流, 零星生活污水的汇入有关^[38].

余英溪水体Cl^-浓度变化范围较小, 但是NO₃^-/Cl^-值变化范围较大, 这表明水体发生了NO₃^-的迁移转化(图 5).NO₃^-在地表水体迁移转化的主要途径是硝化作用和反硝化作用.已有研究表明硝化作用产生的NO₃^-的δ¹⁸O值变化范围为-5‰~15‰, 本研究中运河和余英溪的全部水样的δ¹⁸O值均在此范围内, 说明这些河流中存在强烈的硝化作用^{[17, 23]}.理论上, 硝化反应产生的NO₃^-其中两个氧原子来自水, 一个氧原子来自水中溶解的O₂^[11].即：

(3)

运河和余英溪水体水的δ¹⁸O-H₂O值变化分别为-7.8‰~-6.6‰和-8.2‰~-7.4‰, 而大气中O₂的理论值为23.5‰, 根据公式(3), 若水体存在硝化过程, 则运河水体δ¹⁸O-NO₃^-理论值的范围应该在2.6‰~3.4‰之间, 余英溪水体δ¹⁸O-NO₃^-理论值的范围为2.4‰~2.9‰之间.而运河和余英溪水体实际δ¹⁸O-NO₃^-值为2.5‰~11.0‰, 高于理论值.硝酸盐在水体中的其他迁移转化过程, 如：同化作用, 反硝化作用等, 使得NO₃^-发生了分馏, 从而导致δ¹⁸O-NO₃^-实际值高于理论值^{[20, 50]}.其中余英溪水体实际δ¹⁸O-NO₃^-值(均值：8.3‰)总体水平高于运河水体δ¹⁸O-NO₃^-值(均值：5.2‰), 这可能是降水对余英溪水体硝酸盐的贡献较大导致的.

反硝化作用能还原NO₃^-, 释放出分子态氮(N₂)或者氧化亚氮(N₂O)至大气, 在这过程中由于反硝化速率、温度及底物浓度等因素, 能致使剩余底物中NO₃^-的δ¹⁵N-NO₃^-值和δ¹⁸O-NO₃^-值升高并且使其同位素值域范围变广.在水体中, 若δ¹⁵N-NO₃^-和δ¹⁸O-NO₃^-的比值为1.3~2.1之间, 则表示存在反硝化作用^[11].在本研究中, 余英溪水体δ¹⁵N/δ¹⁸O值均小于1.3, 另一方面, 余英溪水体DO较高, 因此余英溪水体发生反硝化作用的可能性较小.运河汛期55%样品的δ¹⁵N-NO₃^-/δ¹⁸O-NO₃^-值介于1.3~2.1之间, 其中运河D17和D25采样点在汛期和非汛期δ¹⁵N-NO₃^-/δ¹⁸O-NO₃^-值均在此范围内, 同时这些点位水体DO较低(最低可达2.0 mg·L^-1), 也有反硝化中间产物NO₂^-的检出, 由此可以推测, 运河部分水体存在反硝化作用.

基于各形态氮和多同位素组成的分析, 本研究认为运河和余英溪水体NO₃^-主要来源有4种：生活污水/粪肥、化学肥料、土壤氮和降水, 各氮源的同位素取值参考Jin等^[18]对千岛湖NO₃^-的研究.当运河和余英溪水体中主要存在硝化作用, 反硝化作用较弱时, 假设不存在同位素分馏, 硝化作用氮同位素富集系数ε_N为0‰.根据SIAR模型输出结果发现, 在不考虑反硝化作用时, 运河4种NO₃^-源的贡献率依次为(表 2)：土壤氮(32.9%)>生活污水/粪肥(29.8%)>化学肥料(27.9%)>降水(9.4%); 余英溪4种NO₃^-源的贡献率依次为：化学肥料(46.1%)>土壤氮(22.8%)>降水(17.3%)>生活污水/粪肥(13.8%).各氮源对运河NO₃^-的贡献率的结果与东苕溪下游河段(临安市和余杭区城镇区域)相近, 各氮源对余英溪NO₃^-的贡献率的结果与杭州市水源地的对河口水库、四岭水库和里畈水库相近^{[17, 48]}.东苕溪下游河段位于临安市和余杭区城镇区域, 人口密度大, 土地利用类型主要是商业和居住区, 这与运河所在城市区域土地利用类型相似; 而杭州市水源地土地利用类型主要有山林区、农业区和农村居住区, 其中对河口水库就在余英溪中游, 由此可见, 水体硝酸盐的来源与所在区域的土地利用类型密切相关.在人口密度大, 人类活动强的城市区域, 尽管生活污水已经严禁排入城市河道, 但是零星排放和城市地表径流带来的污染不容忽视, 城市面源污染的控制工作还需加强.化学肥料对余英溪水体NO₃^-的贡献都超过了46%, 这与余英溪位于山林和农业种植区密切相关, 农业面源污染已是山林农业区最大的氮污染源.降水对城市区域水体氮污染的贡献较少, 但对山林农业区水体氮污染的贡献不可忽略.

表 2 (Table 2)

表 2 基于SIAR模型的京杭运河杭州段和余英溪水体NO3-的贡献率/% Table 2 Mean probability estimates of the NO3- source contributions estimated by SIAR in the Grand Canal (Hangzhou) and Yuying River/% 氮源 εN(运河, n=20) εN (余英溪, n=13) 0.0‰ -1.6‰ -5.3‰ 0.0‰ -1.6‰ -5.3‰ 化学肥料 27.9 19.1 8.9 46.1 40.1 22.1 土壤氮 32.9 35.7 25.4 22.8 21.6 20.9 生活污水/粪肥 29.8 37.0 56.7 13.8 22.4 40.1 降水 9.4 8.2 9.0 17.3 15.9 16.9

表 2 基于SIAR模型的京杭运河杭州段和余英溪水体NO3-的贡献率/% Table 2 Mean probability estimates of the NO3- source contributions estimated by SIAR in the Grand Canal (Hangzhou) and Yuying River/%

反硝化产生的同位素分馏能影响硝酸盐氮、氧同位素组成.有研究发现运河部分水体存反硝化作用, 同位素分馏效应不容忽视^{[20, 23]}.已有研究表明, 水体存在反硝化作用时, 反硝化氮同位素富集系数(ε_N)值为-40.0‰~-0.7‰, 均值-17.8‰, 氧同位素富集系数(ε_O)均值为-8.0‰^[50].Hu等^[51]计算得到杭州西溪湿地水体的反硝化氮同位素富集系数为-1.6‰~-0.7‰, 没有观察到氧同位素明显的富集.因此利用SIAR模型定量计算NO₃^-的4种源的贡献率时, 将反硝化作用产生的同位素分馏分情况讨论, 根据反硝化氮同位素富集系数取值不同(ε_N=-1.6‰, ε_N=-5.3‰)计算各氮源贡献率.本研究发现, 在考虑反硝化作用产生的同位素分馏的影响后, SIAR模型定量计算结果发生变化(表 2).随着反硝化程度的增加, 生活污水/粪肥的贡献率增大, 在反硝化富集系数ε_N=-5.3‰时, 运河水体生活污水/粪肥的贡献率高达56.7%, 余英溪水体生活污水/粪肥的贡献率高达40.1%.考虑同位素分馏后SIAR模型对化学肥料、土壤氮和降水的贡献率估算均有不同程度的降低, 其中对降水贡献率的影响最低, 而对化学肥料的影响却很大.在反硝化富集系数ε_N=-5.3‰时, 运河水体化学肥料的贡献率低至8.9%, 只有不考虑分馏时的1/3, 余英溪水体化学肥料的贡献率低至22.1%, 只有不考虑分馏时的1/2.在反硝化富集系数ε_N=-5.3‰时, 运河水体土壤氮的贡献率为25.4%, 余英溪水体土壤氮的贡献率为20.9%, 可见在考虑同位素分馏后, 通过SIAR模型计算得到运河水体土壤氮的贡献率的下降幅度要比余英溪水体土壤氮的贡献率的下降幅度大.从2.1节和2.2节中土地利用、水化学和氮氧同位素的分析可以看出, 运河部分水体存在反硝化作用而余英溪水体反硝化作用较弱, 氮同位素富集系数ε_N=-1.6‰是杭州西溪湿地水体的反硝化氮同位素富集系数, 因此笔者认为：ε_N=-1.6‰时运河的SIAR模型计算结果更符合运河各氮源的实际情况, ε_N=0‰时余英溪的SIAR模型计算结果更符合余英溪各氮源的实际情况.由此可见, 在使用SIAR模型计算水体各氮源贡献率时, 先估算水体的反硝化富集系数后再利用SIAR模型计算是更合理的选择.

(1) 京杭运河(杭州段)和余英溪都存在严重的氮污染, 其中运河中氮主要以NO₃^--N和NH₄⁺-N的形式存在, 分别占了TN的39%和18%, 余英溪中氮主要以NO₃^--N的形式存在, 约占TN的55%.

(2) 运河和余英溪河水的δD-H₂O值和δ¹⁸O-H₂O值显示降水是这两条河流的主要补给源, 同时在非汛期发现河水蒸发作用增强.运河和余英溪水样的δ¹⁸O-NO₃^-均在小于15‰, 可见水体硝化作用明显.运河水样的δ¹⁵N-NO₃^-值(均值：6.1‰)明显高于余英溪水样的δ¹⁵N-NO₃^-值(均值：2.3‰).运河部分水体存在NO₂^-且DO偏低, 可见发生了反硝化作用.

(3) 通过SIAR模型计算发现, 土壤氮在运河和余英溪中均是主要氮污染源; 化学肥料对余英溪水体NO₃^-贡献率高达46.1%, 生活污水/粪肥对位于城市区域的运河水体NO₃^-的贡献率(37.0%)远高于位于山林和农业区域的余英溪水体(13.8%), 可见城市面源污染是城市水体氮污染的主要贡献者之一, 农业面源污染不可避免地成为山林和农业区水体氮污染的主要贡献者.本研究发现, 反硝化作用产生的同位素分馏对SIAR模型计算各NO₃^-源的贡献率产生不同程度的影响, 其中对生活污水/粪肥和化学肥料的影响很大, 对土壤氮的影响其次, 对降水的影响最低, 建议在今后的模型运用中, 研究者考虑同位素分馏对SIAR模型计算的影响, 使计算结果更准确.