孟志龍,楊永剛*,秦作棟,焦文濤(.山西大學黃土高原研究所,山西 太原 030006；.中國科學院生態(tài)環(huán)境研究中心,北京 00085)

汾河下游流域水體硝酸鹽污染過程同位素示蹤

孟志龍1,楊永剛1*,秦作棟1,焦文濤2(1.山西大學黃土高原研究所,山西 太原 030006；2.中國科學院生態(tài)環(huán)境研究中心,北京 100085)

應(yīng)用多同位素示蹤、IsoSource計算等方法,甄別汾河下游流域硝酸鹽污染來源,揭示各來源貢獻率.結(jié)果表明,汾河下游流域地表水、地下水中含氮物質(zhì)的主要存在形式為 NO3--N,含量變化范圍為 4.21～16.29mg/L,且硝酸鹽污染分布具有較大的空間差異,77.8%的樣品中NO3--N含量超過國家飲用水標準,其次為NH4+-N,含量變化范圍為0.31～9.47mg/L.所有地表水樣品中均有NO2--N檢出,郭莊村地下水中有NO2--N檢出,說明受到了上游李雅莊煤礦開采活動的影響.δ15N-NO3-含量變化范圍為+2.28‰～+13.88‰,δ18O-NO3-含量變化范圍為-0.28‰～+10.14‰.硝酸鹽主要來源與沿岸土地利用類型有關(guān),硝化作用是硝酸鹽的主要形成方式,在廣勝寺、龍子祠地下水封閉環(huán)境和廟前村水流緩慢河段有反硝化作用發(fā)生.糞便和污水是臨汾段和河津段主要硝酸鹽來源,其貢獻率分別為69%和62%.襄汾段主要硝酸鹽來源為農(nóng)業(yè)化肥,約占總硝酸鹽污染源的57%.土壤有機氮是地下水的主要硝酸鹽來源,約占總硝酸鹽來源的48%.

采礦；硝酸鹽；同位素；污染過程；汾河流域

近年來,工業(yè)生產(chǎn)、農(nóng)業(yè)化肥施用、生活污水排放等人類活動的迅速增加,使水體中硝酸鹽含量急劇升高[1-2],硝酸鹽污染已成為世界性水污染問題,引起了國內(nèi)外學者的廣泛關(guān)注[3-4].飲用水和食物中過量的硝酸鹽也會對人體造成嚴重傷害[5],因此世衛(wèi)組織與許多國家規(guī)定,飲用水中NO3

--N的含量不得超過10mg/L.準確識別水體中硝酸鹽來源是控制硝酸鹽污染的基本途徑.傳統(tǒng)方法是將河流水化學分析與沿岸土地利用類型相結(jié)合來識別硝酸鹽污染源,但是由于點源、面源污染普遍重合,結(jié)果并不理想[6].由于不同硝酸鹽具有不同的氮氧同位素組成,因此可利用δ15N-NO3-和δ18O-NO3-進行水體硝酸鹽污染過程示蹤[7-8].雖有學者運用同位素示蹤技術(shù)對水體中硝酸鹽污染進行識別[9-10],但大多集中在硝酸鹽污染源定性識別上.尚缺乏不同污染源對水體硝酸鹽污染貢獻率的定量計算[11],對于工礦區(qū)水體污染過程及來源貢獻的計算還鮮見報道.

汾河流域是山西省人口眾多、農(nóng)業(yè)發(fā)達、工業(yè)集中的重要區(qū)域,由于長期受煤礦開采等影響,水體污染嚴重[12],而目前該區(qū)域水體硝酸鹽污染過程及來源貢獻識別尚不足.本研究應(yīng)用野外水文調(diào)查,同位素示蹤、IsoSource計算等方法,甄別汾河下游流域硝酸鹽污染來源,揭示各污染源的貢獻率,以期為礦區(qū)水體硝酸鹽污染治理提供一定科學依據(jù)與參考.

1 研究區(qū)概況

圖1 研究區(qū)采樣點分布示意Fig.1 Location of the sampling sites in the study area

汾河是黃河第二大支流,也是山西最大的河流.發(fā)源于寧武縣雷鳴寺泉,自河源至上蘭村為上游,上蘭村至石灘為中游,石灘至廟前村為下游.汾河流域由自北向南雁行式平行排列的地塹型斷陷盆地組成,高程梯級下降,各盆地由黃土和沖洪積物構(gòu)成水文下墊面.

汾河下游流域位于東經(jīng) 110°30′～112°34′,北緯35°20′～36°57′,流經(jīng)臨汾盆地和運城盆地,河段全長210.5km,流域面積11276km2.屬溫帶大陸性季風氣候,雨熱同季,光熱資源豐富,有利于農(nóng)業(yè)的發(fā)展.年均降雨量538.6mm,雨量分配不均,72%的降雨集中在6～9月(汛期),枯水期為12月至翌年3月,年均蒸發(fā)量1120mm.流域分布有曲亭河、洪安澗河、澮河等較大的支流,以及郭莊泉、霍泉、龍子祠等地下水出露泉.該區(qū)域是山西省重要的糧食生產(chǎn)區(qū),汾西灌區(qū)、禹門口灌區(qū)分布于干流河道兩側(cè),同時也是山西省主要的工業(yè)區(qū)、人口聚集區(qū)和煤炭開采區(qū),人均水資源占有量僅為350m3,屬于水資源貧乏地區(qū).

2 研究方法

2.1 樣品采集與現(xiàn)場測定

本研究于2013年9月～2016年6月沿汾河下游干流河道進行野外調(diào)查和水樣采集,地表水在汾河下游水文站以及汾河干流流經(jīng)的主要城鎮(zhèn)采集,地下水在汾河下游流域地下泉水出露點采集,共采集地表水樣品 132組,地下水樣品 84組.現(xiàn)場用手持GPS定位,采樣點分布見圖1.地表水水樣在河道中心 30cm深度處取樣,地下水樣取深井采樣.用于水化學測定的水樣用 1L的樣品瓶儲存,用于δ18O-H2O測定的水樣用2mL的樣品瓶儲存,用于δ15N-NO3-和δ18O-NO3

-測定的水樣用100mL的樣品瓶儲存,樣品瓶均用所采水樣沖洗 3次后再儲存水樣.所有樣品用 parafilm密封,以防止水分蒸發(fā)和同位素分餾,帶回實驗室,置于4℃環(huán)境下,冷藏保存至實驗分析.

2.2 實驗室測定

水化學測定在采樣后 24h內(nèi)在山西大學進行,所有樣品在測定前通過 0.45μm的醋酸纖維膜過濾以消除雜質(zhì),CI?,NO3-,NO3

-,NH4+,SO42?通過離子色譜儀(Dionex ICS-2000)測定,總氮(TN)采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度計法測定.δ18O-H2O在中國科學院寒區(qū)旱區(qū)環(huán)境與工程研究所用 IWA-35EP激光液態(tài)水穩(wěn)定同位素分析儀測定,每個樣品重復測定 6次,誤差小于±0.6×10-4.測定結(jié)果用V-SMOW標準校正,以相對于V-SMOW標準的千分差表示.δ15N-NO3-和δ18O-NO3

-在中國農(nóng)業(yè)科學院農(nóng)業(yè)環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展研究所環(huán)境穩(wěn)定同位素實驗室(AESIL, CAAS)測定,將轉(zhuǎn)化為 N2O氣體的 NO3-通過Gilson自動進樣器輸送至Trace Gas痕量氣體分析儀,提取純化和捕集N2O氣體,該過程中不存在同位分餾,最后通過Isoprime100同位素比質(zhì)譜儀測定氮氧同位素.標準樣為國際同位素標準樣品,校正后,分析精度遠高于儀器 δ15N≤0.5‰的分析精度要求,結(jié)果重復性良好.

用樣品同位素比值與標準樣品同位素比值的千分偏差值(δ)來表示元素的同位素含量,將 δ定義為:

式中:R

樣品和 R標準分別為樣品和標準樣品中重同位素與氫同位素比值.

3 結(jié)果與討論

3.1 硝酸鹽污染特征

汾河下游流域地表水NO3--N含量變化范圍為10.35～16.29mg/L,平均值為13.74mg/L,地表水NO3--N含量有隨河流方向升高趨勢,其中120個樣品NO3--N含量未達到國家飲用水(≤10mg/L)的標準[13],未達標率達到 90.1%.NO3--N 含量最高值出現(xiàn)在河津斷面,該區(qū)域工業(yè)生產(chǎn)活動密集,河津鋁廠生產(chǎn)污水和城市居民生活污水大量排放造成了NO3--N含量的急劇升高.在廟前村入黃河口處,由于黃河河水倒灌,稀釋了NO3--N含量,同時由于河道寬闊平坦,水流速度緩慢,微生物反硝化作用也對水中NO3--N含量降低起到一定作用,但仍未達到可飲用標準.地表水 NO2--N含量變化范圍為 0.09～0.27mg/L,平均值為0.18mg/L,其中 105個樣品NO2--N含量未達到WHO規(guī)定的長期飲用水標準(≤0.2mg/L),未達標率達到 80%.地表水 NH4+-N含量變化范圍為2.58～9.47mg/L,平均值為4.18mg/L,NH4+-N含量最高值出現(xiàn)在廟前村,該地區(qū)不僅是糧食主要產(chǎn)地,河道兩側(cè)分布有大量農(nóng)田,農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中施用的氨肥、氮肥隨著農(nóng)業(yè)用水和降雨匯入河道,造成NH4+-N含量增加,同時上游河津市大量的生活污水也對該地區(qū) NH4+-N含量的增加造成一定的影響.

圖2 汾河下游流域DIN關(guān)系三角圖(a),NO3--N、NH4+-N、DON關(guān)系三角圖(b)Fig.2 Triangular diagrams of DIN (a) and NO3--N,NH4+-N, DON (b) in the lower reaches of Fenhe River

地下水 NO3--N 含量變化范圍為 4.21～11.84mg/L,平均值為8.35mg/L,其中有18個未達到國家飲用水標準(≤10mg/L)[17],未達標率達到43%.所有地下水樣品中,只有在郭莊村檢測出NO2

--N的存在(0.11mg/L),說明郭莊村地下水污染較為嚴重,存在較為強烈的有機物的無機化過程.該區(qū)域位于李雅莊礦的下游,煤礦開采增加地下水污染物含量,使地下水溶解氧(DO)含量降低,處于還原狀態(tài),利于NO3--N還原為NO2

由圖2a得知,NO3--N是汾河流域地表水、地下水中溶解性無機氮(DIN)的主要存在形式,占DIN的73%左右,其次是NH4+-N,占DIN的26%左右,尤其是在李雅莊(M1)礦區(qū)和甘亭(M2)、臨汾(M3)、河津(M10)等城區(qū),由于生產(chǎn)生活污水的排放,NH4+-N的含量明顯偏高.圖2b顯示,地下水氮源主要來自于原始氮源,如土壤有機氮,巖石風化產(chǎn)物;城鎮(zhèn)居民區(qū)附近采集的地表水主要受工業(yè)污水與生活污水等人類活動的影響,部分地下水和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)區(qū)附近采集的地表水落在典型的農(nóng)業(yè)污染范圍內(nèi),如農(nóng)業(yè)化肥的施用、動物糞便.該結(jié)果與黃土高原的浐河、灞河[14],東北平原的松花江[15],以及天津市區(qū)硝酸鹽污染的調(diào)查研究結(jié)果一致[16].

3.2 硝酸鹽污染過程示蹤

δ15N-NO3-和 δ18O-NO3

-可用來識別硝酸鹽的起源以及轉(zhuǎn)化過程[17].汾河下游流域地下水δ15N-NO3

-變化范圍為+4.01‰～+8.87‰,平均值為+5.92‰,δ18O-NO3-變 化 范 圍 為 +1.76‰～+8.14‰,平均值為+5.17‰.自然條件下,淺層地下水的 δ15N-NO3-是否＞+5‰可以用來判定地下水是否受到NO3-污染[18].結(jié)果顯示,67%的地下水δ18N-NO3

-已經(jīng)超過該背景值,說明該區(qū)域地下水已受到了不同程度的NO3-污染.

地表水 δ15N-NO3-變化范圍為+2.28‰～+13.88‰,平均值為+8.99‰,δ18O-NO3-變化范圍為-0.28‰～+10.14‰,平均值為+5.38‰.與地下水相比,由于受人類活動影響,δ15N-NO3-和 δ18ONO3

-變化范圍較大,地表水蒸發(fā)作用強于地下水,地表水在蒸發(fā)過程中不僅使硝酸鹽污染物含量濃縮,也使地表水明顯富集15N和18O.

基于思維品質(zhì)培養(yǎng)的提問就是通過有效的策略提出指向培養(yǎng)學生思維品質(zhì)的問題。教師應(yīng)根據(jù)教學材料和學情分析，確定思維品質(zhì)培養(yǎng)的教學目標，并通過有思維層次的問題和活動設(shè)計幫助學生達到教學目標。該文結(jié)合2017年“江浙滬京”名師英語閱讀課有效教學觀摩研討會的優(yōu)秀課例，溫州市第二中學吳老師執(zhí)教的一堂閱讀課，授課內(nèi)容是“Receiving money makes me uncomfortable”，時長40分鐘，就初中生思維品質(zhì)培養(yǎng)提出了四個提問設(shè)計策略。

-=2/3δ18O-H2O+1/3δ18O-air線附近,說明硝化作用是NO3-的主要來源.李雅莊(M1)、臨汾(M3)、河津(M10)、三泉(G7)貧化重同位素δ18O-NO3-,由于汾河下游流域的pH值變化范圍為 6.54～8.29,遠小于氨揮發(fā)所需的堿性環(huán)境(pH=9.3),因此NH4+不會轉(zhuǎn)化為NH3,水體中的高NH4+含量增大了硝化作用的速率[19-20],導致使用了更多來自H2O的O (圖3).

反硝化是NO3-在厭氧型微生物作用下,還原為氣態(tài)氮(N2,N2O)的過程,該過程對于自然界的氮循環(huán)和氮平衡過程具有重要影響.反硝化作用的氮同位素分餾非常顯著,使水體中NO3-含量降低,δ15N和δ18O值升高,且δ15N/δ18O的比值介于1:1到1:2.郭莊村(G1)、廣勝寺(G2)、龍子祠(G4)地下水采樣點處于封閉的環(huán)境,廟前村(M11)地表水采樣點水流速度緩慢,水中溶解氧較低,水體環(huán)境利于反硝化作用進行[21],富集重同位素15N-NO3

-和18O-NO3-.

圖3 汾河下游流域水體δ18O-H2O與δ18O-NO3-關(guān)系Fig.3 Relationship between δ18O-H2O and δ18O-NO3-in the lower reaches of Fenhe River

汾河下游流域各水體的δ15N-NO3-組成主要分布在3個來源:農(nóng)業(yè)化肥、土壤有機氮、糞便和污水.研究表明,水體中 NO3-的含量和同位素組成很大程度上受到流域內(nèi)土地利用類型和人類活動的影響[22-23].地表水 δ15N-NO3-值有隨河流方向增高的趨勢,由于沿岸不同的土地利用類型,采樣點李雅莊(M1),甘亭(M2),臨汾(M3),新絳(M8),稷山(M9),河津(M10),曲亭(G3)位于城鎮(zhèn)居民生活區(qū),河道周邊分布有煤礦、洗煤廠、鋼鐵廠、鋁廠等工礦企業(yè),具有高δ15N-NO3-值的特征,硝酸鹽污染主要來自于人畜糞便和生產(chǎn)生活污水.采樣點趙曲(M4),柴村(M5),襄汾(M6),趙莊(M7),廟前村(M11),郭村(G6),三泉(G7)位于農(nóng)業(yè)灌區(qū),河道周邊分布大量農(nóng)田,具有低值的特征,硝酸鹽污染主要來自于農(nóng)業(yè)化肥施用.采樣點郭莊村(G1),廣勝寺(G2),龍子祠(G4),古堆(G5)位于山前水源保護區(qū),具有中等程度δ15N-NO3

-值的特征,幾乎沒有受到硝酸鹽污染,水體中的硝酸鹽主要來自于土壤有機氮的溶解和巖石風化(圖 4).同時發(fā)現(xiàn),地下水與地表水的δ15N-NO3

-值相似,說明地表水、地下水之間存在一定的水力聯(lián)系.Johannsen[24]研究表明,不同輸入類型的河流氮含量和氮同位素組成有較大的差異,農(nóng)業(yè)輸入河流硝酸鹽的氮同位素組成低于城市、工業(yè)污染河流硝酸鹽的氮同位素組成,其結(jié)果與本研究一致.

圖4 汾河下游流域δ15N-NO3-與δ18O-NO3-分布Fig.4 Relationship between δ15N-NO3-and δ18O-NO3-in the lower reaches of Fenhe River

3.3 硝酸鹽污染源貢獻計算

IsoSource基于源解析模型,以穩(wěn)定同位素質(zhì)量守恒原理為基礎(chǔ),可用于對不同的硝酸鹽污染源進行量化[25-26],表示為:

式中:i表示3種污染源;δ15N,δ18O為混合后水體中氮、氧同位素值;δ15Ni,δ18Oi為不同污染源中氮、氧同位素值;fi為不同污染源所占比例.

根據(jù)汾河下游流域經(jīng)濟發(fā)展狀況和沿岸土地利用類型,結(jié)合NO3--N、NO2

--N和NH4+-N組成分析,以及硝酸鹽的同位素示蹤分析結(jié)果,汾河下游流域水體主要硝酸鹽來源可分為3類:農(nóng)業(yè)化肥、土壤有機氮、糞便和污水.但是由于人類活動干擾,硝酸鹽污染源具有點源污染和面源污染相互重合、不同污染源相互影響的特點,為了準確識別各來源的貢獻程度,利用IsoSource對研究區(qū)內(nèi)的硝酸鹽來源貢獻率進行計算.

汾河下游臨汾段主要硝酸鹽污染源為糞便和污水,約占總硝酸鹽污染源的69%,峰值出現(xiàn)在臨汾(79%),李雅莊礦、甘亭工業(yè)園區(qū)和臨汾熱電站均位于該區(qū)域,工業(yè)生產(chǎn)污水的排放使地表水富集重同位素15N.農(nóng)業(yè)化肥的施用約占汾河下游襄汾段主要硝酸鹽污染源的 57%,峰值出現(xiàn)在趙莊(61%),該區(qū)域是山西省主要的糧食作物產(chǎn)區(qū),過量的農(nóng)業(yè)化肥施用隨著地表徑流匯入河道,成為襄汾段主要的硝酸鹽污染源.糞便和污水是汾河下游河津段主要硝酸鹽污染源,約占總貢獻率的 62%,峰值出現(xiàn)在河津(72%),該區(qū)域采樣點多位于城鎮(zhèn)郊區(qū),居民生活污水的排放是地表水水質(zhì)的控制性因素,廟前村采樣點由于位于禹門口罐區(qū),農(nóng)業(yè)化肥貢獻率偏高,達到 41%(圖 5a).汾河下游地下水主要硝酸鹽來源為土壤有機氮,約占總硝酸鹽污染源的 48%,地下水采樣點多位于山前水源保護區(qū),受人類活動影響較小,土壤有機氮和巖石的風化產(chǎn)物成為該區(qū)域的主要硝酸

鹽來源,郭莊村距離李雅莊礦較近,糞便和污水貢 獻率偏高,達到45%(圖5b).

圖5 汾河下游流域硝酸鹽來源貢獻率Fig.5 Contribution rate of nitrate sources in the lower reaches of Fenhe River

4 結(jié)論

4.1 汾河下游流域地表水、地下水氮污染嚴重.含氮物質(zhì)主要存在形式為NO3--N,NO3

--N含量有沿河流方向升高趨勢.77.8%的樣品中 NO3--N含量超過國家飲用水標準,已嚴重危害當?shù)鼐用竦纳a(chǎn)生活.地表水NH4+-N污染嚴重,地下水存在嚴重 NH4+-N污染風險.所有地表水均有NO2--N檢出,郭莊村地下水有NO2--N檢出,說明受到了上游李雅莊煤礦開采活動的影響.

4.3 糞便和污水是汾河下游臨汾段和河津段主要硝酸鹽來源,其貢獻率分別為69%和62%,襄汾段主要硝酸鹽來源為農(nóng)業(yè)化肥,約占總硝酸鹽污染源的 57%,土壤有機氮是地下水的主要硝酸鹽來源,約占總硝酸鹽來源的48%.

[1] Nestler A, Berglund M, Accoe F, et al. Isotopes for improved management of nitrate in aqueous resources; review of surface water field studies [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2011,189(4):519-533.

[2] 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.

[3] 韓智勇,許 模,劉 國.生活垃圾填埋場地下水污染物識別與質(zhì)量評價 [J]. 中國環(huán)境科學, 2015,35(9):2843-2852.

[4] Sebilo M, Billen G, Mayer B, et al. Assessing nitrification and denitrification in the Seine River and estuary usingchemical and isotopic techniques [J]. Ecosystems, 2006,9(4):564-577.

[5] Fewtrell L. Drinking-water nitrate, methemoglobinemia, and global burden of disease: a discussion [J]. Environmental Health Perspectives, 2004,112(14):1371-1374.

[6] 陳法錦,李學輝,賈國東.氮氧同位素在河流硝酸鹽研究中的應(yīng)用 [J]. 地球科學進展, 2007,22(12):1251-1257.

[7] 王開然,郭 芳,姜光輝.15N和18O在桂林巖溶水氮污染源示蹤中的應(yīng)用 [J]. 中國環(huán)境科學, 2014,34(9):2223-2230.

[8] Wassenaar L I, Athanasopoulos P, Hendry M J. Isotope hydrology of precipitation, surface and ground waters in the Okanagan Valley, British Columbia, Canada [J]. Journal of Hydrology, 2011,411(1/2):37-48.

[9] 邢 萌,劉衛(wèi)國,胡 婧.浐河澇河河水硝酸鹽氮污染來源的氮同位素示蹤 [J]. 環(huán)境科學, 2010,31(10):2305-2310.

[10] 張翠云,張 勝,李政紅.利用氮同位素技術(shù)識別石家莊市地下水硝酸鹽污染源 [J]. 地球科學進展, 2004,19(2):183-191.

[11] 盧 麗,李文莉,裴建國,等.基于IsoSource的桂林寨底地下河硝酸鹽來源定量研究 [J]. 地球?qū)W報, 2014,35(2):248-254.

[12] 楊永剛,孟志龍,秦作棟,等.采礦對山西水資源破壞過程的同位素示蹤研究 [J]. 中國環(huán)境科學, 2013,33(8):1447-1453.

[13] 金銀龍, GB5749-2006《生活飲用水標準》釋疑 [M]. 北京:中國標準出版社, 2007.

[14] Xing M, Liu W G. Using dual isotopes to identify sources and transformations of nitrogen in water catchments with different land uses, Loess Plateau of China [J]. Environment Science and Pollution Research, 2016,23(1):388-401.

[15] Yue F J, Liu C Q, Li S L, et al. Analysis of δ15N and δ18O to identify nitrate sources andtransformations in Songhua River, Northeast China [J]. Journal of Hydrology, 2014,519:329-339.

[16] Yue F J, Liu X L, Li J, et al. Using Nitrogen Isotopic Approach to Identify Nitrate Sources in Waters of Tianjin, China [J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 2010,85(6): 562-567.

[17] B?hlke J K, Denver J M. Combined Use of Groundwater Dating, Chemical, and Isotopic Analyses to Resolve the History and Fate of Nitrate Contamination in Two Agricultural Watersheds, Atlantic Coastal Plain, Maryland [J]. Water Resources Research, 1995,31(9):2319-2339.

[18] Savage S A, Burdett L, Troisi R, et al. Using isotope fractionation of nitrate-nitrogen and nitrate-oxygen for evaluation of microbial denitrification in a sandy aquifer [J]. Journal of Hydrology, 1990,114(3/4):413-424.

[19] Yang Y G, Xiao H L, Zou S B, et al. Hydrologic processes in the different landscape zones in the alpine cold region during the melting period [J]. Journal of Hydrology, 2011,409(1):149-156.

[20] Wexler S K, Hiscock K M, Dennis, et al. Microbial and hydrological influences on nitrate composition in an agricultural lowland catchment [J]. Journal of Hydrology, 2012,468-469,85-93.

[21] Pardo L H, Kendall C, Ridge-Pett J, et al. Evaluating the source of streamwater nitrate using δ15N and δ18O in nitrate in two watersheds in New Hampshire, USA [J]. Hydrological Processes, 2014,18(14):2699–2712.

[22] Silva S R, Ging P B, Lee R W, et al. Forensic applications of nitrogen and oxygen isotopes in tracing nitrate sources in urban environments [J]. Environ Forensic, 2002,3(2):125-130.

[23] Ohte N, Tayasu I, Kohzu A, et al. Spatial distribution of nitrate sources of rivers in the Lake Biwa Basin, Japan: controlling factors revealed by nitrogen and oxygen isotope values [J]. Water Resources Research, 2010,46(7):1-16.

[24] Johannsen A, Daehnke K, Emeis K. Isotopic composition of nitrate in five German rivers discharging into the North Sea [J]. Organic Geochemistry, 2008,39(12):1678-1689.

[25] 康萍萍,許士國,禹守泉.同位素溯源解析地下水庫對地下水氮分布影響 [J]. 水資源保護, 2016,32(5):79-84.

[26] 吳文歡,何小娟,吳海露.運用氮、氧雙同位素技術(shù)研究永安江硝酸鹽來源 [J]. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學報, 2016,32(5)802-807.

致謝：本實驗的數(shù)據(jù)測定工作由甘肅蘭州中國科學院寒區(qū)旱區(qū)環(huán)境與工程研究所等協(xié)助完成,在此表示感謝.

Isotopic tracing for nitrate pollution process of water body in the lower reaches of Fenhe River.

MENG Zhi-long1, YANG Yong-gang1*, QIN Zuo-dong1, JIAO Wen-tao2(1.Institute of Loess Plateau, Shanxi University, Taiyuan 030006, China；2.Research center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China). China Environmental Science, 2017,37(3)：1066～1072

The objectives of this study were to reveal the sources of nitrate and the contribution of each source, based on isotopic tracing and IsoSource. The results showed that NO3--N is the main nitrogen species in the sudied area, which ranges in 4.21～16.29mg/L, the spatial distribution of nitrate pollution are different greatly, 77.8% of the samples have exceeded the drinking water standard of China. The NH4+-N ranges from 0.31～9.47mg/L. The NO2--N have been found in all surface water samples and the groundwater sample of Guozhuang, which indicates that the coal mining activity of Liyazhuang has already affect the water quality of groundwater. δ15N-NO3-ranges in +2.28‰～+13.88‰, δ18O-NO3-ranges in -0.28‰～+10.14‰, respectively. Nitrate is mainly produced by nitrification. Denitrification has been found in the river reaches of Guangshengshi, longzici and Miaoqian. Manure and sewage are the main sources of nitrate in the river reach of Linfen and Hejin, the contribution rate are 69% and 62%, respectively. Chemical fertilizer is the main sources of nitrate in the river reach of Xiangfen due to the agricultural activities, the contribution rate is 57%. Soil organic nitrogen is the main sources of nitrate in the groundwater, the contribution rate is 48%.

mining；nitrate；isotope；pollution process；Fenhe River basin

X131.2

A

1000-6923(2017)03-1066-07

孟志龍(1988-),山西臨汾人,山西大學博士研究生,主要從事同位素水文學研究.發(fā)表論文2篇.

2017-07-16

國家國際科技合作專項(2012DFA20770);國家自然科學基金(41201043,41271143)

? 責任作者, 副教授, yygsxu@126.com