2017, Vol. 38
氮元素的水平直接影响着内陆湖泊水环境的安全，很多湖泊都出现了很高的氮负荷，作为世界遗产之一的西湖也不能幸免，西湖TN平均浓度超过了地表水水环境功能区目标水质Ⅳ类 (TN≤1.5 mg ·L-1) 的要求，其主要是以硝酸盐的形式存在[1, 2].沉积物是氮等营养元素的重要贮存库，上覆水体中的氮通过吸附、络合、絮凝、沉降等作用被沉积物接纳，同时也可以在物理、化学和生物等的作用下使沉积物中的氮不断向上覆水体释放，成为水体氮素的源.在外源污染得到控制时，湖泊水质并没有得到预期相应的恢复，沉积物的内源氮已成为水体富营养化污染治理的主要问题[3~5]，氮在沉积物-水界面发生着剧烈的生物地球化学作用，如：有机氮氨化过程、硝化过程和反硝化过程.其中，反硝化作用是将硝态氮转化为氮气的永久性去除氮途径，对水体氮素的去除具有重要意义[6~8].因此，沉积物-水界面氮的地球化学行为研究，对有效控制地表水中硝酸盐污染，理解湖泊水体富营养化具有关键的作用.
目前，氮、氧同位素 (N、O同位素) 方法已被广泛应用于各类水环境中无机氮来源、迁移和转化方面的研究[9~17].生命活动和非生命活动过程中15 N (18 O) 的分馏导致不同的氮污染源有不同的15 N/14 N (18 O/16 O) 比值.研究者利用各氮源的同位素比值不同，成功地对水体中的氮进行了源解析[15, 16].如：Johannsen等[17]对德国5条河流的研究发现，秋季和冬季水体硝酸盐含量高，水体硝酸盐的δ15 N值为8.2‰~11.3‰，δ18 O值为0.4‰~2.2‰，来源主要是土壤氮的硝化作用、生活污水和有机肥.随着科学技术的发展，研究者们已不再满足于定性分析水体中硝酸盐污染的来源[18, 19]. Parnell等[18]开发了一个基于R统计软件的稳定同位素源解析模型 (SIAR)，将硝酸盐污染源识别从定性研究推进到定量研究.微生物驱动氮素循环的过程中，会同时改变氮同位素值.有机氮的矿化过程，硝化作用和反硝化作用都能引起氮同位素分馏[15, 20~25].微生物反硝化更能引起显著的氮同位素分馏，使残余NO3-更富集15 N，这也是氮污染水体中最常有的反应，同时也是水体生态环境自净的重要过程.试验表明：反硝化作用引起NO3-含量降低，并伴随δ15 N和δ18 O值成比例增加，氮氧同位素之比接近1.3~2.1 :1.因此，反硝化作用在δ15 N和δ18 O图上具有明显的同位素组成分布特征[25, 26].反硝化作用的测定有多种方法，如同位素方法、乙炔抑制法等.乙炔抑制法是目前应用最为广泛的反硝化测定方法，该方法在陆地生态系统和水生生态系统均得到了广泛的应用和发展[27~34].乙炔抑制法利用一定浓度的乙炔抑制剂使反硝化过程停留在N2O阶段，根据N2O的产量估算反硝化速率.
自20世纪90年代以来，国内的学者逐步利用硝酸盐氮、氧同位素方法来研究地下水、地表水、土壤和大气的氮污染源与地球化学过程[15, 16, 25]，但对于沉积物-水界面的研究则鲜见报道.利用氮、氧稳定同位素法解析西湖沉积物-水界面氮的来源，引入SIAR模型将水体氮污染从定性的探讨带入定量的范畴，并结合乙炔抑制法开展沉积物-水界面反硝化作用的研究，以期为西湖氮污染的治理控制提供科学依据和指导建议.
1 材料与方法 1.1 研究区域概况杭州西湖是一个小型的城市浅水湖泊，面积6.5 km2，平均水深2.27 m.为了提高西湖的旅游价值和可持续开发的潜力，自20世纪80年代起杭州市对西湖开展了一系列综合整治工作，包括严禁向西湖排污，湖底疏浚、入湖溪流整治、西湖西进、引水工程、水域生态修复等措施[2, 35~37]，使影响西湖水质的外源污染得到有效的治理.尤其是引水工程，从1986年起直接引入钱塘江水，至2003年扩建引水工程后引水规模增至40×104 t ·d-1，理论上实现了西湖水体一月一换，使西湖水体成为活水，钱塘江引水是西湖的主要水源.经过多年的努力，影响西湖水质的外源基本得到控制，西湖水质状况已有所改善，但目前仍然处于轻度富营养化状态.西湖流域地处杭州市城西，自古以来为著名旅游胜地，全年都是旅游旺季，2015年五一小长假，西湖景区迎客173.3万人次[38].周围无工矿企业废水，商住区生活污水排放等污染源.西湖的东部和北部为杭州主城区，土地利用为商住区.其余区域都被森林覆盖，是杭州的“绿肺”.随着景区旅游业的蓬勃发展，人类活动对西湖环境影响程度也日益增大.西湖所在地杭州地处亚热带湿润地区的北缘，属于亚热带季风性湿润气候，四季分明，降水丰富，平均年降雨量1 454 mm (1973~2012年)[3, 20].每年4~9月的降雨量大约占了全年降水量的70%，其中夏季降雨量最多，冬季降雨量很少.
1.2 样品的采集于2015年7月 (夏)、10月 (秋) 和2016年1月 (冬)、4月 (春)，分别在西湖主湖区采样，共6个采样点1~6 (见图 1).用有机玻璃圆柱状采样柱 (d=5 cm，h=30 cm)，在每个采样点采集2根平行沉积物柱样用于间隙水的提取，泥样厚度约15 cm，沉积物采样柱保留上端底层水 (约15 cm)，底层水用便携式溶氧仪 (雷磁JPB-608) 现场检测DO和温度，两端用橡皮塞塞紧后垂直安置，迅速带回实验室.选取采样点1、2、4和5，用同样的方法采集4根平行沉积物柱样用于反硝化速率、硝化速率和硝酸盐氨化速率的测定.
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图 1 西湖底层水和沉积物采样点分布示意 Fig. 1 Location of sampling sites of bottom water and sediments in West Lake |
柱状样品运到实验室后.抽取底层水经0.45 μm滤膜过滤后置于-18℃冰箱中冷冻保存；沉积物以5 000 r ·min-1离心10 min后制得间隙水，再经0.45 μm滤膜过滤后置于-18℃箱中冷冻保存.无机离子 (NO3-、NH4+) 用离子色谱 (戴安ICS-900) 测定.沉积物有机质采用重铬酸钾容量法 (GB 9834-88土壤有机质测定法) 测定.
氮、氧同位素则用细菌反硝化法测定.具体过程如下：将致金色假单胞菌 (P. aureofacien) 复壮后，接种于补充有10×103 μmol ·L-1 KNO3、7.5 ×103 μmol ·L-1 (NH4)2SO4和1 mL ·L-1防沫剂的胰蛋白大豆肉汤培养基，封口并在摇床上培养6d；冷冻离心弃去部分上清液，使培养细胞液浓缩至5~10倍，每2 mL浓缩液移至20 mL培养瓶，用聚四氟乙烯硅脂片盖上并拧紧，用10~20 mL ·min-1 N2流冲洗培养基补充NO3-所产生的N2O至少3 h，至此制得测试管；制备样品时，取适当体积含NO3- (100 nmol) 的水样，但不得超过10 mL，注入测试管，摇床培养过夜后，再注入0.1~0.2 mL 10 mol ·L-1NaOH，以裂解细菌终止反应，同时吸收所产生的CO2；在在线分离装置上，用载气氦将N2O从样品试剂管中剥离出来，经纯化后送入质谱仪 (Tracegas-Isoprime 100) 中，进行浓度及其氮、氧同位素的测定.分析误差δ15 N在±0.2‰，δ18 O在±0.5‰.一般采用δ来表示硝酸盐中N、O同位素的相对比值：
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式中，R代表样品和标准样品中的15 N/14 N或18 O/16 O的比值，即δ15 N和δ18 O.自然界中N的存在形式有两种14 N和15 N (N同位素)，不同的物质N同位素组成不同. N同位素以大气氮 (N2) 为参照标准，O同位素以维也纳标准平均海水 (Vienna Standard Mean Ocean Water，V-SMOW) 为参照标准.
本研究选用改进的Kim方法[39]同时测定硝化、反硝化和硝酸盐氨化速率.采集的4根沉积物柱两两作为平行试验组，其中一组用C2H2抑制法进行反硝化培养，另一组进行无乙炔对照试验.为了使乙炔抑制组中水相乙炔体积分数达到10%，用30 mL乙炔饱和的底层水取代培养柱中的底层水.同时，为了抑制沉积物内N2O还原酶的作用，用100 μL的微量注射器沿沉积物垂直方向，每隔1 cm穿透培养管壁面 (预先打孔并用硅胶垫填充) 从4个方向注入300 μL的乙炔饱和的底层水.将4根培养管置于水浴培养箱中，并在每个培养管内距沉积物上方7 cm处悬置一个磁力搅拌子，开始培养试验，培养4 h.
培养结束后，立即取样用于N2O和NH4+、NO3-和NO2-含量的测定. N2O的浓度由Agilent Technologies 7890A System型气相色谱仪进行分析测定，色谱配置与分析条件如下：采用电子捕获检测器 (ECD)，310℃；色谱柱为毛细柱CP-PoraBOND Q，长度25m，内径0.32mm，液膜厚5μm；载气为高纯N2；柱箱温度，55℃.采用Terry等[30]提供的公式计算水样中溶解N2O的浓度.
计算公式：
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式中，V为培养管中上覆水的体积 (m3)；Δt为培养时间 (d)；A为培养管的表面积 (m2)；当v为沉积物的反硝化速率[μmol ·(m2 ·d)-1]时，Δc为参照样和乙炔培养样中N2O浓度的变化 (nmol ·L-1)；当v为沉积物的硝化速率[mmol ·(m2 ·d)-1]时，为参照样和乙炔培养样中NH4+浓度的变化 (mmol ·L-1)；v为沉积物的硝酸盐氨化速率[mmol ·(m2 ·d)-1]时，为未经培养样和乙炔培养样中NO3-浓度的变化 (mmol ·L-1).
硝化速率、反硝化速率和硝酸盐氨化速率如果按上述公式计算结果为负值，则视为0[28~30].
1.4 同位素源解析模型 (SIAR)引入SIAR同位素源解析模型，对各氮污染源贡献率进行计算，解析不同的污染源在不同季节中的贡献率.
当定义有N个测量值、J种同位素、K种氮素来源，SIAR模型表达如下：
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式中，Xij表示第i个样品中第j种同位素的值，i=1，2，3，…，N，而j=1，2，3，…，J；而Sjk是第k种源中第j种同位素的值，k=1，2，3，…，K，它通常符合均值为μjk，方差为ωjk2的正态分布；Cjk是第j种同位素在第k个源上的分馏系数，通常它是呈以均值为λjk，方差为τjk2的正态分布；pk为第k个源的贡献率，它的统计性质由模型计算得到；qjk是同位素j在第k种源中的浓度；εij为残差，用于表征各混合物间剩下的未量化的变异，呈均值为0、方差为σj2的正态分布.
2 结果与讨论 2.1 底层水硝酸盐污染源解析由表 1和图 2可知：底层水中NO3-浓度为11.45~108.5 μmol ·L-1，NH4+浓度为2.222~22.22 μmol ·L-1，δ15 N值为2.21‰~15.4‰，δ18 O值为6.0‰~9.8‰.这些较低的同位素比率说明底层水中硝酸盐主要来自于各氮源的硝化过程，本次底层水氮氧同位素值与Jin等[22]在2014年期间对西湖湖面以下0.5m左右水体水质的氮氧同位素值相近，可见属于城市浅水湖泊的西湖 (常年平均水深不超过2.30m) 上下水体水质几乎相同.当环境中没有较高浓度的NH4+积累时，硝化与矿化作用产生的硝酸盐δ15 N值跟初始反应物质的δ15 N值相近，同位素分馏较小[25]，西湖底层水中NH4+含量较低，可见湖水的同位素分馏不明显 (表 1).西湖底层水硝酸盐的行为是保守的，δ15 N值基本反映了NO3-来源的氮同位素特征.徐志伟等[15]对已有研究统计表明，中国城市生态系统地表水NO3- δ15 N特征值为-3.0‰~23‰，西湖底层水δ15 N值也在这一范围内.西湖每月换水一次，所以西湖水源主要为来自钱塘江的引水，钱塘江的引水的δ15 N平均值为5.3‰，δ18 O平均值为-1.3‰[22].钱塘江引水到达西湖成为西湖水后，西湖又汇入雨水、地表径流等，这直接导致水体NO3-的δ18 O值的提高，底层水δ18 O平均值达到7.7‰.根据图 2氮氧同位素值关系图和西湖流域土地利用情况可得，西湖底层水硝酸盐的来源是土壤氮、生活污水 (粪肥)、化肥和降雨的混合源.西湖流域是旅游胜地，大量的游客导致西湖周边公厕、生活垃圾等的增加，降雨后，导致含氮丰富的地表径流和公厕渗滤液[类似生活污水 (粪肥)]入湖.
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表 1 西湖底层水、间隙水理化指标以及硝酸盐δ15 N和δ18 O值 Table 1 Physical and chemical parameters, δ15 NNO3 and δ18 ONO3 values of the bottom water and pore water in West Lake |
西湖底层水NO3-的δ15 N值和δ18 O值呈现明显季节差异 (图 2).夏季底层水δ15 N值偏高，冬季底层水δ15 N值偏低，春秋两季底层水δ15 N值介于两者中间，这可能是氮的混合源中各源 (土壤氮、生活污水 (粪肥)、化肥、和降雨) 贡献率的差异导致.引入了SIAR同位素源解析模型来对各个样点的污染源贡献率进行计算. SIAR利用输入的氮氧同位素信息，用于解析出4种氮素污染源在4个季节中的贡献率 (表 2).各种源的初始同位素特征的均值和方差来自文献[15, 16, 25]，同位素分馏系数为0. SIAR采用的是Dirichlet分布来作为独立的源信息输入，且各源的贡献率之和为1.
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图 2 氮源、钱塘江引水、西湖底层水和间隙水的δ15 N值and δ18 O值 Fig. 2 The δ15 N and δ18 O values of NO3- sources, transfer water from Qiantang River, bottom water and pore water in West Lake |
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表 2 基于SIAR模型的不同季节各氮源的贡献率/% Table 2 Mean values of source contributions in different seasons using SIAR/% |
钱塘江引水中氮源主要来自化肥和土壤，雨水所占比例最低 (表 2).以钱塘江引水中氮源的占比为背景值，因为降雨对西湖水的补充，西湖水氮源中雨水的比重增加到14%以上.冬季底层水NO3-的δ15 N值与钱塘江引水的δ15 N值接近，冬季降雨量全年最低，地表径流、化粪池渗滤液等氮源对西湖氮的补充也少，所以氮源中生活污水 (粪肥) 的占比略有降低，氮源雨水占比增加使得在西湖流域没有明显外来源补充的土壤氮和化肥的份额减少，冬季西湖氮源主要有化肥、土壤氮和生活污水 (粪肥).夏季降雨丰富，地表径流，化粪池渗滤液对西湖水的补充增多，生活污水 (粪肥) 成为西湖水氮的主要污染源，贡献率高达60.8%.春季和秋季西湖水氮源主要补充还是来自地表径流和粪池渗滤液形成的生活污水 (粪肥)，其贡献率在34%以上.生活污水 (粪肥) 是西湖流域氮的主要污染源，由此可见，作为旅游业“当家花旦”的西湖景区，必须提高旅游环境管理水平，其环境保护工作任重而道远.
2.2 间隙水反硝化作用的识别间隙水中NO3-的平均浓度12.1 μmol ·L-1，低于底层水中NO3-的平均浓度，间隙水与底层水中NO3-浓度差的存在，则必然导致一个由高浓度向低浓度进行的分子扩散作用.当底层水高含量NO3-扩散到沉积物中时，可为反硝化作用提供更多的氮源.间隙水NH4+的平均浓度为288.3 μmol ·L-1，远高于底层水NH4+含量.沉积物中有机氮经氨化作用转化为NH4+，沉积物的缺氧和厌氧环境不利于硝化反应的进行，导致NH4+在间隙水中蓄积，NH4+由高浓度向低浓度进行扩散，即沉积物存在释NH4+现象[31~34].施伊丽等[35]关于西湖沉积物氮释放研究的结果表明，西湖沉积物-水界面NH4+通量为正 (释放51.74 t ·a-1)，NO3-通量为负 (吸附14.60 t ·a-1).间隙水δ15 N值为15.1‰~32.6‰，δ18 O值为-0.30‰~6.4‰，间隙水中δ15 N平均值分别为25.9‰，远高于底层水的δ15 N平均值8.20‰.沉积物是湖泊外源输入经上覆水体颗粒物的吸附、络合、絮凝及沉降作用最终在湖底形成的.沉积物作为湖泊污染物的“汇”，也会在环境因子的改变下成为上覆水体污染物质的“源”.因此，沉积物和上覆水体中的硝酸盐来源，从理论上讲应该是一致的.但是西湖沉积物间隙水特别高的δ15 N值已经失去了NO3-真实污染源的同位素特征值.
反硝化作用的发生会使较轻的元素被优先使用，导致氮同位素值明显升高，其产生的同位素分馏系数为-40‰~-5.0‰，能使水体中同位素值失去其真实污染源的特征[15, 19, 25].沉积物间隙水中的低NO3-浓度和高δ15 N值，说明西湖沉积物中存在强烈的反硝化作用，反硝化作用优先使用了NO3-中的14 N，使水体NO3-含量降低并且残留的NO3-中富集了15 N.
2.3 沉积物硝化和反硝化沉积物-水界面的硝化速率、反硝化速率和硝酸盐氨化速率年均统计如表 3所示，显示了沉积物-水界面有很强的反硝化作用，反硝化速率为2.801~41.78 μmol ·(m2 ·d)-1，平均值为23.51 μmol ·(m2 ·d)-1.可见西湖沉积物-水界面的反硝化作用是减轻西湖水体氮负荷的一个重要途径.西湖沉积物-水界面的反硝化速率值接近于徐徽等[40]研究的太湖沉积物的反硝化速率，低于上海苏州河[31]表层沉积物的反硝化速率216.4 μmol ·(m2 ·d)-1，西湖沉积物有机质含量79.54 g ·kg-1[41]，其原因可能是西湖沉积物经过多次疏浚，现有底质中有机碳的匮乏一定程度上限制了反硝化作用.沉积物-水界面的硝化速率为0.334~5.39 mmol ·(m2 ·d)-1，平均值为2.85 mmol ·(m2 ·d)-1，低于鲤鱼养殖塘的硝化速率4.46~109 mmol ·(m2 ·d)-1[28]接近于珠江口沉积物的硝化速率[27]，其主要原因是西湖底层水温度变化范围为8.80~28.3℃，而鲤鱼养殖塘全年温度接近硝化细菌生长的最适温度 (约30℃)，有利于硝化反应的进行.
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表 3 西湖沉积物-水界面反硝化速率、硝化速率和氨化速率的统计分析 Table 3 Rates of denitrification, nitrification and ammonification at the sediment-water interface of West Lake |
西湖平均水深2.27 m且西湖水一月一换，沉积物-水界面底层水溶解氧平均值为3.24 mg ·L-1，沉积物中有机质的降解需消耗溶氧，使得沉积物处于缺氧状态和厌氧状态 ( < 1.0mg ·L-1)，导致硝化作用不明显.硝酸盐氨化速率为0.000~1.19 mmol ·(m2 ·d)-1，低于鲤鱼养殖塘的硝酸盐氨化速率0.26~5.4 mmol ·(m2 ·d)-1[28]，养殖塘因为有喂食和鱼类排泄物，沉积物中有机物充足，西湖沉积物中有机物相对匮乏，这可能限制了硝酸盐异化还原菌的生长且造成了反应电子供体不足.
沉积物-水界面各采样点硝化速率和反硝化速率的季节变化如图 3和4所示，西湖沉积物-水界面硝化速率和反硝化速率的季节变化差异显著.各采样点最高硝化速率出现在秋季，最低硝化速率和反硝化速率均出现在冬季.夏季气温升高，底层水温度达28.1℃，虽然气温的升高有利于硝化作用的进行，但相应的底层水溶解氧的降低又限制了硝化作用的进行，因此温度和溶解氧都较高的秋季各点都出现了硝化速率的最大值.
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图 3 西湖沉积物-水界面硝化速率时空变化 Fig. 3 Temporal and spatial variation of nitration rate at the sediment-water interface of West Lake |
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图 4 西湖沉积物-水界面反硝化速率时空变化 Fig. 4 Temporal and spatial variation of denitrification rate at the sediment-water interface of West Lake |
沉积物-水界面各采样点硝化速率和反硝化速率的空间变化如图 3和4所示，西湖沉积物-水界面硝化速率和反硝化速率的空间差异虽不如季节差异那么显著但也是存在的，这表明温度不是影响浅水湖泊沉积物-水界面氮迁移转化的唯一因素. 2号采样点硝化速率比其他采样点略高，而该点反硝化速率又比其他点低. 2号采样点接近西湖的音乐喷泉，面积约250 m2，喷出多种形状的水柱、水雾、水球，使得该区域底层水溶解氧全年平均浓度达3.6mg ·L-1，明显高于其他地区.充足的溶解氧有利于硝化反应的进行，抑制了反硝化作用，因此西湖内喷泉等增加水体扰动的活动都可能导致沉积物反硝化能力降低.
用SPSS 19.0软件对硝化速率、反硝化速率、硝酸盐氨化速率和底层水水质参数进行Pearson相关性分析，结果如表 4所示. NH4+和硝化作用呈现正相关，NO3-和反硝化作用呈现极显著负相关，硝化速率和反硝化速率呈极显著正相关，硝化作用产生的NO3-直接为反硝化作用提供了反应底物.硝酸盐氨化速率与硝化速率和反硝化速率显著负相关.沉积物硝化速率和水温呈显著正相关，反硝化速率和水温呈极显著正相关.沉积物硝化速率和溶解氧呈极显著负相关，反硝化速率和溶解氧也呈极显著负相关.温度和溶解氧是影响西湖沉积物-水界面氮迁移转化的主要因素. TN与硝化速率和反硝化速率都呈极显著负相关，硝化作用和反硝化作用越剧烈，氮的降低速度越快，可见沉积物-水界面在水环境氮的去除中占重要地位.
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表 4 反硝化速率、硝化速率和氨化速率与底层水水质参数的相关性1)(n=16) Table 4 Correlation of denitrification, nitrification and ammonification rates with bottom water quality indexes (n=16) |
3 结论
(1) 对西湖底层水体中氮、氧同位素的测定显示底层水体中的氮污染来源包括土壤氮、生活污水 (粪肥)、化肥和降雨，生活污水 (粪肥) 是西湖流域水体的主要氮污染源.各氮源贡献率呈现季节差异，其中夏季生活污水 (粪肥) 的贡献率增至60%以上.间隙水中的低NO3-浓度和高δ15 N值，证明了沉积物中存在强烈的反硝化作用，同位素分馏致使δ15 N失去了硝酸盐真实污染来源的特征值.
(3) 西湖沉积物硝化速率和反硝化速率的年平均值分别为2.85 mmol ·(m2 ·d)-1和23.51 μmol ·(m2 ·d)-1.沉积物较高的反硝化脱氮能力对西湖氮浓度的控制有积极的作用.沉积物-水界面在水环境氮的去除中占重要地位.温度和溶解氧是影响西湖沉积物-水界面氮迁移转化的主要因素.西湖内喷泉等增加水体扰动的活动可能导致沉积物反硝化能力降低.
| [1] | 朱广伟. 太湖富营养化现状及原因分析[J]. 湖泊科学, 2008, 20(1): 21–26. Zhu G W. Eutrophic status and causing factors for a large, shallow and subtropical Lake Taihu, China[J]. Journal of Lake Sciences, 2008, 20(1): 21–26. DOI: 10.18307/2008.0103 |
| [2] | Jin Z F, Chen L X, Li F L, et al. Effects of water transfer on water quality and estimation of the pollutant fluxes from different sources into West Lake, Hangzhou City, China[J]. Environmental Earth Sciences, 2015, 73(3): 1091–1101. DOI: 10.1007/s12665-014-3456-6 |
| [3] | 李宝, 丁士明, 范成新, 等. 滇池福保湾底泥内源氮磷营养盐释放通量估算[J]. 环境科学, 2008, 29(1): 114–120. Li B, Ding S M, Fan C X, et al. Estimation of releasing fluxes of sediment nitrogen and phosphorus in Fubao Bay in Dianchi Lake[J]. Environmental Science, 2008, 29(1): 114–120. |
| [4] | 吴丰昌, 万国江, 黄荣贵. 湖泊沉积物-水界面营养元素的生物地球化学作用和环境效应1.界面氮循环及其环境效应[J]. 矿物学报, 1996, 16(4): 403–409. Wu F C, Wan G J, Huang R G. Biogeochemical processes of nutrition elements at the sediment-water interface of lakesⅠ. Nitrogen cycling and its environmental impacts[J]. Acta Mineralogica Sinica, 1996, 16(4): 403–409. |
| [5] | Sarazin G, Gaillard J F C, Philippe L, et al. Organic matter mineralization in the pore water of a eutrophic lake (Aydat Lake, Puy de Dôme, France)[J]. Hydrobiologia, 1995, 315(2): 95–118. DOI: 10.1007/BF00033623 |
| [6] | 陈能汪, 吴杰忠, 洪华生. 九龙江河口区夏季反硝化作用初探[J]. 环境科学, 2011, 32(11): 3229–3234. Chen N W, Wu J Z, Hong H S. Preliminary results concerning summer-time denitrification in the Jiulong River Estuary[J]. Environmental Science, 2011, 32(11): 3229–3234. |
| [7] | 杨丽标, 雷坤, 孟伟. 夏季大辽河河口区水体反硝化及其影响因素[J]. 环境科学, 2015, 36(3): 905–913. Yang L B, Lei K, Meng W. Denitrification in water of Daliao river estuary in summer and the effect of environmental factors[J]. Environmental Science, 2015, 36(3): 905–913. |
| [8] | 程建华, 窦智勇, 孙庆业. 铜陵市河流沉积物中硝化和反硝化微生物分布特征[J]. 环境科学, 2016, 37(4): 1362–1370. Cheng J H, Dou Z Y, Sun Q Y. Distribution characteristics of nitrifiers and denitrifiers in the river sediments of Tongling City[J]. Environmental Science, 2016, 37(4): 1362–1370. |
| [9] | 李瑞, 肖琼, 刘文, 等. 运用硫同位素、氮氧同位素示踪里湖地下河硫酸盐、硝酸盐来源[J]. 环境科学, 2015, 36(8): 2877–2886. Li R, Xiao Q, Liu W, et al. Using δ34S-SO42- and δ15 N-NO3-, δ18 O-NO3- to trace the sources of sulfur and nitrate in Lihu Lake undergound water, Guangxi, China[J]. Environmental Science, 2015, 36(8): 2877–2886. |
| [10] | Li S L, Liu C Q, Li J, et al. Assessment of the sources of nitrate in Changjiang River China using a nitrogen and oxygen isotopic approach[J]. Environmental Sciences (Technology, 2010, 44(5): 1573–1758. DOI: 10.1021/es902670n |
| [11] | Heaton T H E, Stuart M E, Sapiano M, et al. An isotope study of the sources of nitrate in Malta's groundwater[J]. Journal of Hydrology, 2012, 414-415: 244–254. DOI: 10.1016/j.jhydrol.2011.10.037 |
| [12] | 肖红伟, 肖化云, 龙爱民, 等. 贵阳地区大气降水中δ15N-NO3-组成及来源分析[J]. 环境科学学报, 2012, 32(4): 940–945. Xiao H W, Xiao H Y, Long A M, et al. Nitrogen isotopic composition and source of nitrate in precipitation at Guiyang[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2012, 32(4): 940–945. |
| [13] | Hosono T, Tokunaga T, Kagabu M, et al. The use of δ15 N and δ18 O tracers with an understanding of groundwater flow dynamics for evaluating the origins and attenuation mechanisms of nitrate pollution[J]. Water Research, 2013, 47(8): 2661–2675. DOI: 10.1016/j.watres.2013.02.020 |
| [14] | Yue F J, Liu C Q, Li S L, et al. Analysis of δ15 N and δ18 O to identify nitrate sources and transformations in Songhua River, Northeast China[J]. Journal of Hydrology, 2014, 519: 329–339. DOI: 10.1016/j.jhydrol.2014.07.026 |
| [15] | 徐志伟, 张心昱, 于贵瑞, 等. 中国水体硝酸盐氮氧双稳定同位素溯源研究进展[J]. 环境科学, 2014, 35(8): 3230–3238. Xu Z W, Zhang X Y, Yu G R, et al. Review of dual stable isotope technique for nitrate source identification in surface-and groundwater in China[J]. Environmental Science, 2014, 35(8): 3230–3238. |
| [16] | 丁京涛, 席北斗, 许其功, 等. 稳定同位素技术在地表水硝酸盐污染研究中的应用[J]. 湖泊科学, 2013, 25(5): 617–627. Ding J T, Xi B D, Xu Q G, et al. Application of stable isotope on nitrate pollution researches of surface water[J]. Journal of Lake Sciences, 2013, 25(5): 617–627. DOI: 10.18307/2013.0501 |
| [17] | Johannsen A, Dähnke K, Emeis K. Isotopic composition of nitrate in five German rivers discharging into the North Sea[J]. Organic Geochemistry, 2008, 39(12): 1678–1689. DOI: 10.1016/j.orggeochem.2008.03.004 |
| [18] | Parnell A C, Inger R, Bearhop S, et al. Source partitioning using stable isotopes:coping with too much variation[J]. PLoS One, 2010, 5(3): e9672. DOI: 10.1371/journal.pone.0009672 |
| [19] | Xue D M, Baets B D, Van Cleemput O, et al. Use of a Bayesian isotope mixing model to estimate proportional contributions of multiple nitrate sources in surface water[J]. Environmental Pollution, 2012, 161: 43–49. DOI: 10.1016/j.envpol.2011.09.033 |
| [20] | 李思亮, 刘丛强, 肖化云. 地表环境氮循环过程中微生物作用及同位素分馏研究综述[J]. 地质地球化学, 2002, 30(4): 40–45. Li S L, Liu C Q, Xiao H Y. Microbial effect on nitrogen cycle and nitrogen isotope fractionation on the earth's surface-a review[J]. Geology-Geochemistry, 2002, 30(4): 40–45. |
| [21] | Aravena R, Robertson W D. Use of multiple isotope tracers to evaluate denitrification in ground water:study of nitrate from a large-flux septic system plume[J]. Groundwater, 1998, 36(6): 975–982. DOI: 10.1111/gwat.1998.36.issue-6 |
| [22] | Jin Z F, Qin X, Chen L X, et al. Using dual isotopes to evaluate sources and transformations of nitrate in the West Lake watershed, eastern China[J]. Journal of Contaminant Hydrology, 2015, 177-178: 64–75. DOI: 10.1016/j.jconhyd.2015.02.008 |
| [23] | Kessler A J, Bristow L A, Cardenas M B, et al. The isotope effect of denitrification in permeable sediments[J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 2014, 133: 156–167. DOI: 10.1016/j.gca.2014.02.029 |
| [24] | 任玉芬, 张心昱, 王效科, 等. 北京城市地表河流硝酸盐氮来源的氮氧同位素示踪研究[J]. 环境工程学报, 2013, 7(5): 1636–1640. Ren Y F, Zhang X Y, Wang X K, et al. Application of nitrogen and oxygen isotopes in study of nitrate sources in Beijing urban rivers[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2013, 7(5): 1636–1640. |
| [25] | Xue D M, Botte J, Baets B D, et al. Present limitations and future prospects of stable isotope methods for nitrate source identification in surface-and groundwater[J]. Water Research, 2009, 43(5): 1159–1170. DOI: 10.1016/j.watres.2008.12.048 |
| [26] | Clague J C, Stenger R, Clough T J. Evaluation of the stable isotope signatures of nitrate to detect denitrification in a shallow groundwater system in New Zealand[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2015, 202: 188–197. |
| [27] | 马培, 李新艳, 王华新, 等. 河流反硝化过程及其在河流氮循环与氮去除中的作用[J]. 农业环境科学学报, 2014, 33(4): 623–633. Ma P, Li X Y, Wang H X, et al. Denitrification and its role in cycling and removal of nitrogen in river[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2014, 33(4): 623–633. |
| [28] | 钟大森, 王芳, 王春生, 等. 不同密度下的鲤鱼扰动作用对沉积物-水界面硝化、反硝化和氨化速率的影响[J]. 水生生物学报, 2013, 37(6): 1103–1111. Zhong D S, Wang F, Wang C S, et al. Effect on the bioturbation of carps in different density on denitrification, nitrification and nitrate ammonification rates on sediment-water interface[J]. Acta Hydrobiologica Sinica, 2013, 37(6): 1103–1111. |
| [29] | 徐继荣, 王友绍, 殷建平, 等. 珠江口入海河段DIN形态转化与硝化和反硝化作用[J]. 环境科学学报, 2005, 25(5): 686–692. Xu J R, Wang Y S, Yin J P, et al. Transformation of dissolved inorganic nitrogen species and nitrigication and denitrification processes in the near sea section of Zhujiang river[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2005, 25(5): 686–692. |
| [30] | Terry R E, Tate Ⅲ R L, Duxbury J M. The effect of flooding on nitrous oxide emissions from an organic soil[J]. Soil Science, 1981, 132(3): 228–232. DOI: 10.1097/00010694-198109000-00006 |
| [31] | 俞琳, 王东启, 邓焕广, 等. 上海市苏州河与崇明岛河流沉积物反硝化速率及其影响因素[J]. 生态与农村环境学报, 2015, 31(1): 100–105. Yu L, Wang D Q, Deng H G, et al. Denitrification rates in sediments of Suzhou River and Rivers in Chongming Island of Shanghai and their affecting factors[J]. Journal of Ecology and Rural Environment, 2015, 31(1): 100–105. |
| [32] | Saunders D L, Kalff J. Denitrification rates in the sediments of Lake Memphremagog, Canada-USA[J]. Water Research, 2001, 35(8): 1897–1904. DOI: 10.1016/S0043-1354(00)00479-6 |
| [33] | 陈朱虹, 陈能汪, 吴殷琪, 等. 河流库区沉积物-水界面营养盐及气态氮的释放过程和通量[J]. 环境科学, 2014, 35(9): 3325–3335. Chen Z H, Chen N W, Wu Y Q, et al. Sediment-water flux and processes of nutrients and gaseous nitrogen release ina China river reservoir[J]. Environmental Science, 2014, 35(9): 3325–3335. |
| [34] | Chowdhury M, Bakri D A. Diffusive nutrient flux at the sediment-water interface in Suma Park Reservoir, Australia[J]. Hydrological Sciences Journal, 2006, 51(1): 144–156. DOI: 10.1623/hysj.51.1.144 |
| [35] | 施伊丽, 万瑜, 金赞芳. 杭州西湖底泥氮释放通量及影响因素研究[J]. 环境科技, 2016, 29(1): 46–50. Shi Y L, Wan Y, Jin Z F. Study on release of nitrogen from sediment and its influencing factors in Hangzhou West Lake[J]. Environmental Science and Technology, 2016, 29(1): 46–50. |
| [36] | 尤爱菊, 吴芝瑛, 韩曾萃, 等. 引水等综合整治后杭州西湖氮、磷营养盐时空变化 (1985-2013年)[J]. 湖泊科学, 2015, 27(3): 371–377. You A J, Wu Z Y, Han Z C, et al. Spatial and temporal distributions and variations of nutrients in the West Lake, Hangzhou, after the implementation of integrated water management program (19852013)[J]. Journal of Lake Sciences, 2015, 27(3): 371–377. DOI: 10.18307/2015.0301 |
| [37] | 张丹, 王川, 王艳云, 等. 杭州西湖底泥反硝化作用初探[J]. 水生态学杂志, 2015, 36(3): 18–24. Zhang D, Wang C, Wang Y Y, et al. Preliminary study of denitrification in the sediments of West Lake, Hangzhou[J]. Journal of Hydroecology, 2015, 36(3): 18–24. |
| [38] | Zhang X M. 2015端午西湖又将迎来旅游高峰, 看西湖工作人员如何统计游客量[EB/OL]. http://www.askci.com/travel/2015/05/22/1631281tqh.shtml,2015-05-22. |
| [39] | Kim D H, Matsuda O, Yamamoto T. Nitrification, denitrification and nitrate reduction rates in the sediment of Hiroshima bay, Japan[J]. Journal of Oceanography, 1997, 53: 317–324. |
| [40] | 徐徽, 张路, 商景阁, 等. 太湖梅梁湾水土界面反硝化和厌氧氨氧化[J]. 湖泊科学, 2009, 21(6): 775–781. Xu H, Zhang L, Shang J G, et al. Denitrification and anammox on the sediment-water interface in the Meiliang Bay of Lake Taihu[J]. Journal of Lake Sciences, 2009, 21(6): 775–781. DOI: 10.18307/2009.0604 |
| [41] | 施伊丽.西湖沉积物-水界面氮的迁移转化过程研究[D].杭州:浙江工业大学, 2015. 28-29. Shi Y L. Nitrogen transformation process on sediment-water interface in West Lake[D]. Hangzhou:Zhejiang University of Technology, 2015. 28-29. |