基于穩(wěn)定同位素示蹤的流域顆粒有機(jī)物質(zhì)來(lái)源辨析

唐艷凌,章光新(中國(guó)科學(xué)院東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所,中國(guó)科學(xué)院濕地生態(tài)與環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,吉林 長(zhǎng)春130012)

基于穩(wěn)定同位素示蹤的流域顆粒有機(jī)物質(zhì)來(lái)源辨析

唐艷凌,章光新*(中國(guó)科學(xué)院東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所,中國(guó)科學(xué)院濕地生態(tài)與環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,吉林 長(zhǎng)春130012)

為有效控制流域水質(zhì)污染,保證飲用水水源的水質(zhì)安全,通過(guò)采集和測(cè)定流域內(nèi)土壤、植物以及河流斷面水體懸浮顆粒有機(jī)質(zhì)(POM)在枯水期和豐水期的碳、氮穩(wěn)定同位素值和C/N比值,對(duì)石頭口門(mén)水庫(kù)匯水流域水體POM的來(lái)源進(jìn)行研究.結(jié)果表明,水體中POM主要來(lái)源于土壤有機(jī)質(zhì),其貢獻(xiàn)為69.2%,藻類等大型水生生物和浮游植物的貢獻(xiàn)分別為23.1%和7.7%.流域水體中POM的來(lái)源存在時(shí)空差異.豐水期,浮游植物和藻類等大型水生植物的貢獻(xiàn)均為15.4%,而枯水期后者的貢獻(xiàn)提高到了30.8%.水體POM主要來(lái)源于雙陽(yáng)河和飲馬河下游的土壤有機(jī)質(zhì),說(shuō)明該區(qū)域土壤侵蝕較重,易發(fā)生非點(diǎn)源污染;岔路河和飲馬河上游支流小黃河,水體POM以浮游植物的貢獻(xiàn)占主導(dǎo),其貢獻(xiàn)分別為86.3%和94.8%,這些區(qū)域侵蝕較弱,非點(diǎn)源污染發(fā)生的風(fēng)險(xiǎn)小;大中型水庫(kù)區(qū)域的POM主要由藻類等大型水生植物貢獻(xiàn),表明懸浮顆粒物在進(jìn)入水庫(kù)后可能發(fā)生了明顯沉積.

非點(diǎn)源污染；碳、氮穩(wěn)定同位素；懸浮顆粒有機(jī)質(zhì)；石頭口門(mén)水庫(kù)

Abstract：In order to assure the safety of surface drinking water, the sources of suspended particulate organic matter (POM) were studied in this paper by stable carbon and nitrogen isotopes analysis and elemental C/N ratios measure of POM. Soil and plant samples were collected in Shitoukoumen Reservoir Basin. The results showed that POM mainly sourced from soil organic matter which possessed 69.2%. Macrophyte was the second important contributor (23.1%). In addition, phytoplankton was also one of the sources of POM, accounting for 7.7%. The sources of POM existed seasonal and spatial variations. Over rainy season, the contributions of phytoplankton and Macrophytes to POM reached to 15.4%, respectively. While the contribution of Macrophyte to POM increased to 30.8% over dry season. Spatially, POM in surface water in the whole basin was from the soil organic matter in the lower reaches of Shuangyang river and Yinma river, owing to high soil erosion and the risk of non-point source (NPS) pollution in the regions. The phytoplankton, the main contributor of POM, possessed 86.3% and 94.8% in Chaluhe river and Xiaohuanghe river, respectively. And the soil organic matter contributed 13.7% and 5.2% in the two areas, respectively, where the low risk of NPS pollution showed low soil erosion. The most of POM from Macrophyte in reservoir indicated suspended particulates from the other sources may sink.

Key words：non-point source pollution；stable isotopes of carbon and nitrogen；suspended particles organic matter；Shitoukoumen Reservoir

中國(guó)正面臨著嚴(yán)重的水質(zhì)危機(jī)問(wèn)題,大量湖泊、水庫(kù)處于富營(yíng)養(yǎng)狀態(tài),直接威脅到飲用水安全[1-3].非點(diǎn)源污染是湖泊、水庫(kù)水體富營(yíng)養(yǎng)化的重要物質(zhì)來(lái)源,而來(lái)源于非點(diǎn)源的營(yíng)養(yǎng)鹽是造成湖泊、水庫(kù)水體富營(yíng)養(yǎng)化的關(guān)鍵因素,營(yíng)養(yǎng)鹽中的碳、氮等生源元素從陸地向河流以及在河流系統(tǒng)內(nèi)的運(yùn)移構(gòu)成了全球或區(qū)域生物地球化學(xué)循環(huán)系統(tǒng)的重要部分[4].按形態(tài)組成,可以將這些生源元素劃分為溶解態(tài)和顆粒態(tài)兩類[5].已有研究顯示顆粒態(tài)有機(jī)碳(POC)和顆粒態(tài)氮(PN)是河流輸送營(yíng)養(yǎng)鹽的主要形態(tài)之一.懸浮泥沙是顆粒態(tài)營(yíng)養(yǎng)鹽和污染物的重要載體,河流中90%以上營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)來(lái)自泥沙中有機(jī)物的分解[6].因此對(duì)懸浮泥沙所攜帶的顆粒有機(jī)質(zhì)(POM)的來(lái)源進(jìn)行研究,有利于從源頭開(kāi)展?fàn)I養(yǎng)物質(zhì)入河量的控制.

天然存在的碳、氮穩(wěn)定同位素作為示蹤劑對(duì)于研究河流系統(tǒng)的碳、氮循環(huán)有著非常重要的作用,并日益成為判別河流系統(tǒng)POM來(lái)源的最有效工具之一[7-9].根據(jù)不同來(lái)源懸浮顆粒有機(jī)質(zhì)具有特定的碳、氮同位素值變化范圍,可對(duì)有機(jī)質(zhì)的物源進(jìn)行判別[10-11].本文從保障飲用水安全的角度出發(fā),對(duì)長(zhǎng)春市重要城市供水水源——石頭口門(mén)水庫(kù)及其匯水流域地表水體中懸浮顆粒有機(jī)質(zhì)的來(lái)源進(jìn)行研究,旨在準(zhǔn)確揭示以懸浮泥沙為載體的顆粒態(tài)非點(diǎn)源污染物來(lái)源的基礎(chǔ)上,定量不同污染源的貢獻(xiàn),為有重點(diǎn)、有針對(duì)性地控制流域非點(diǎn)源污染,保證水源地供水水質(zhì)提供科學(xué)依據(jù).

1 研究區(qū)概況

本研究區(qū)域?yàn)殚L(zhǎng)春市主要飲用水水源地之一的石頭口門(mén)水庫(kù)及其4944km2的集雨范圍(125?46′～126?41′E,43?06′～44?03′N(xiāo)),區(qū)內(nèi)的主要河流飲馬河干流及其兩個(gè)支流岔路河和雙陽(yáng)河均注入水庫(kù).研究區(qū)位于松嫩平原腹地,屬中溫帶半濕潤(rùn)大陸性季風(fēng)氣候區(qū),年平均氣溫為2～6℃左右,極端最低溫度-38.4,℃極端最高溫度36,℃多年平均降水量為600mm,67%的雨量集中在7、8月份,時(shí)空分布不均勻.全區(qū)地貌以平原為主,其次為丘陵、臺(tái)地和山地,從東南向西北呈現(xiàn)由低山丘陵向平原過(guò)渡的特征.土壤以暗棕壤和草甸土為主.流域農(nóng)業(yè)開(kāi)發(fā)歷史悠久,部分地區(qū)土壤剝蝕嚴(yán)重,森林、耕地和居民建設(shè)用地為流域內(nèi)的主要土地利用類型,其格局的空間差異顯著.

2 材料與方法

對(duì)石頭口門(mén)水庫(kù)上游3條主要河流按照上、中、下游分別布設(shè)3個(gè)采樣斷面,在雙陽(yáng)河流域人口密集的雙陽(yáng)城區(qū)加設(shè)了一個(gè)生活污水源斷面,另外在飲馬河上游較大匯入支流小黃河增設(shè)了一個(gè)采樣斷面,共12個(gè)河流斷面如圖1.水庫(kù)內(nèi)設(shè)20個(gè)采樣點(diǎn),數(shù)據(jù)分析采用庫(kù)區(qū)內(nèi)所有樣點(diǎn)測(cè)試結(jié)果的平均值,采樣點(diǎn)分布如圖2.分別于2007和2008年,按水文期于每年4月(枯水期)和7月(豐水期)采集土壤、植物和水體懸浮物樣品,共采樣4次.選取其中39個(gè)植物和土壤及全部52個(gè)水體懸浮顆粒物樣品進(jìn)行了有機(jī)質(zhì)同位素等指標(biāo)的分析.水樣采集按照規(guī)范和標(biāo)準(zhǔn)方法[12-13],每個(gè)斷面設(shè)置左、中、右3個(gè)采樣點(diǎn),采樣使用有機(jī)玻璃采水器,測(cè)試分析采用三點(diǎn)混合的水樣.由于研究區(qū)河流水深均不超過(guò)10m,因此,地表水樣在采集時(shí)并未分層.

圖1 石頭口門(mén)水庫(kù)流域采樣點(diǎn)分布Fig.1 Schematic of sampling sites in Shitoukoumen Reservoir Basin

視不同季節(jié)、采樣斷面懸浮顆粒物含量不同,每個(gè)采樣點(diǎn)過(guò)濾水樣從0.5L到6L不等.樣品采集后立即處理,營(yíng)養(yǎng)鹽用0.45μm醋酸纖維膜過(guò)濾,濾液酸化保存;懸浮物樣品在采集現(xiàn)場(chǎng)用經(jīng)500℃預(yù)燃燒過(guò)的0.7μm Whatman GF/F玻璃纖維膜過(guò)濾,用于測(cè)定同位素組成(δ13C)以及有機(jī)質(zhì)含量,并保存在-20℃的冰箱中直至實(shí)驗(yàn)室分析.NO3

圖2 石頭口門(mén)水庫(kù)內(nèi)采樣點(diǎn)分布Fig.2 Schematic of sampling sites in Shitoukoumen Reservoir

--N和NH4+-N的測(cè)定方法參照《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》[14]. C/N以POC和PN比值表示,分析方法為將帶有懸浮顆粒物的Whatman GF/F玻璃纖維膜放入盛有6mol/L HCl的干燥器中,熏蒸24h,以除去樣品中的碳酸鹽;沉淀法獲取的懸浮物用濃度為0.1mol/L HCl除去其碳酸鹽并清洗至中性烘干,用于碳穩(wěn)定同位素分析.樣品的穩(wěn)定碳、氮同位素和POC、PON含量分析在蘭州大學(xué)西部環(huán)境教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行.所用儀器為Finnigan MAT公司DELTAplus/XP型穩(wěn)定同位素比值質(zhì)譜儀和Vario ELⅢ型元素分析儀,前者的測(cè)量精度為±0.2×10-3.碳、氮穩(wěn)定同位素比值采用國(guó)際通用的δ值表示,并分別以PDB國(guó)際標(biāo)準(zhǔn)和大氣氮為參考標(biāo)準(zhǔn).

3 結(jié)果與討論

3.1流域地表水懸浮顆粒有機(jī)質(zhì)的碳氮同位素組成及分布特征

為討論方便,石頭口門(mén)水庫(kù)及其上游河流POM的各種參數(shù)及穩(wěn)定同位素組成取各斷面兩年相同水文期的平均值(表1).驛馬河與小黃河的匯入口以上河段一并作為飲馬河的上游處理.另外,雙陽(yáng)河上的雙陽(yáng)北橋(X7)斷面只作為生活污水源考慮,而與上下游的斷面之間不作為河段處理.由表1可知,不同水文時(shí)期,從上游至水庫(kù)入口,各取樣斷面的δ13C值變化趨勢(shì)相同.對(duì)各取樣斷面兩個(gè)水文期POM的δ13C值的方差分析結(jié)果顯示,二者的差異為顯著(P＜0.05),表明研究區(qū)POM的穩(wěn)定碳同位素分布呈現(xiàn)明顯的季節(jié)變化,與其它水體的相似[15-16].枯水期較“輕”的δ13C值顯示,該時(shí)期陸源有機(jī)質(zhì)在懸浮顆粒物中占明顯優(yōu)勢(shì),故POM的δ13C值主要體現(xiàn)陸源貢獻(xiàn)的特征.而豐水期,由于氣溫升高,水生生物的生長(zhǎng)旺盛,水生生物在利用水中溶解的無(wú)機(jī)碳進(jìn)行光合作用時(shí)引起的同位素分餾,使得水生生物的碳同位素組成會(huì)偏重.因此,該時(shí)期相對(duì)較高的生物量和生產(chǎn)率是造成δ13C值的極大值多分布在豐水期的原因之一.

石頭口門(mén)水庫(kù)上游各干支流的δ13C值的范圍不同,最“輕”的δ13C值出現(xiàn)在枯水期岔路河的下游,而最“重”的δ13C值出現(xiàn)在豐水期雙陽(yáng)河的中游城市附近的取樣斷面上.水庫(kù)入口的δ13C值由于河流匯流時(shí)不同來(lái)源的懸浮顆粒物發(fā)生了混合而趨于3條河流下游斷面δ13C值的平均.不同的碳同位素組成表明,飲馬河干流的POM的來(lái)源沿程變化較大,而岔路河沿程懸浮顆粒物的來(lái)源相對(duì)穩(wěn)定,后者可能與沿程較高的森林面積比例有關(guān).雙陽(yáng)河偏重的碳同位素組成體現(xiàn)了生活污水來(lái)源的特征.

圖3顯示了豐、枯水期石頭口門(mén)水庫(kù)上游飲馬河干流和岔路河、雙陽(yáng)河兩支流的懸浮顆粒有機(jī)質(zhì)δ13C值的分布情況.由圖3可知,3條河流,除下游斷面(X4、X8、X11)至水庫(kù)入口(X12)河段外,其余河段自上而下沿程δ13C值在豐水期保持了相似的分布特征,而枯水期則完全不同.豐水期,沿程δ13C值均呈現(xiàn)“重”-“輕”-“重”的分布特征.由沿程以取樣斷面為流域出口的子流域的森林、農(nóng)田和居民點(diǎn)的面積比例(圖4)可知,豐水期的δ13C值與3種土地利用方式面積比例的沿程變化趨勢(shì)均不一致,沒(méi)有明顯體現(xiàn)陸源特征,說(shuō)明水生生物對(duì)該時(shí)期3條河流的懸浮顆粒有機(jī)質(zhì)具有明顯影響,其貢獻(xiàn)可能超過(guò)了陸源輸入.因此,豐水期研究區(qū)的穩(wěn)定碳同位素的分布特征可能體現(xiàn)了陸源有機(jī)質(zhì)和水生生物混合輸入的結(jié)果.此外,就3條河流穩(wěn)定碳同位素沿程相似的變化趨勢(shì)而言,說(shuō)明存在某些空間因素控制著河流懸浮顆粒有機(jī)質(zhì)的來(lái)源與遷移.

表1 懸浮顆粒物樣品參數(shù)及穩(wěn)定碳、氮同位素組成Table 1 Parameters for SS and composition of stable carbon and nitrogen isotopes

圖3 豐水期和枯水期水庫(kù)上游干、支流地表水中懸浮顆粒有機(jī)質(zhì)δ13C值的分布Fig.3 The distribution of carbon isotope of POM in main stream and tributaries in Shitoukoumen reservoir basin over rainy period and dry period

地形和降水是流域內(nèi)兩個(gè)重要的空間因素,然而,豐、枯水期δ13C值沿程不完全一致的變化趨勢(shì)表明,降水是控制河流懸浮顆粒有機(jī)質(zhì)的來(lái)源與遷移最為重要的空間因素.已有研究表明,懸浮顆粒有機(jī)質(zhì)的碳同位素值在不同水文期的差異與流域降水有關(guān)[17],同時(shí)也反映了流域土壤侵蝕在不同季節(jié)的差異.高泄水量期間懸浮顆粒有機(jī)質(zhì)的δ13C值升高反映C4植物來(lái)源的徑流量急劇增加導(dǎo)致其同位素組成偏重,這個(gè)時(shí)期的懸浮顆粒物主要是地表徑流沖刷來(lái)源的草地以及農(nóng)田的有機(jī)顆粒,枯水期大氣降水較少,很難形成較大的地表徑流,因而水土流失量極低.

圖4 石頭口門(mén)水庫(kù)流域不同河段土地利用比例Fig.4 The proportion of land use type in various reaches in Shitoukoumen reservoir basin

一般而言,河流懸浮顆粒物中較輕的樣品傾向來(lái)源于森林等C3植被區(qū),而較重的樣品傾向來(lái)源于森林遭破壞后形成的次生草類植被以及農(nóng)田系統(tǒng)[18-19].枯水期飲馬河與雙陽(yáng)河的δ13C值分布相似,其沿程變化特征與豐水期一致.而岔路河的δ13C值則呈現(xiàn)沿程逐漸變“輕”的連續(xù)性.由圖4可知,岔路河δ13C值的沿程變化趨勢(shì)與森林面積比例的變化趨勢(shì)一致,隨森林面積比例的增加,δ13C值趨于變“輕”,說(shuō)明森林可能對(duì)岔路河δ13C值的分布具有重要的影響.飲馬河上游驛馬河斷面的δ13C值在不同水文時(shí)期均明顯偏重,其來(lái)源有待進(jìn)一步研究.

以小黃河斷面作為上游,飲馬河與雙陽(yáng)河的δ13C值的沿程變化與森林面積比例的變化趨勢(shì)也趨于一致,說(shuō)明森林對(duì)這兩條河流的δ13C值分布也具有一定的影響.

3.2石頭口門(mén)水庫(kù)流域地表水懸浮顆粒有機(jī)質(zhì)氮同位素組成及分布特征

由表1可知,與碳同位素相似,水庫(kù)內(nèi)δ15N值較入口偏重.不同水文時(shí)期,沿程的δ15N值變化趨勢(shì)略有不同,除個(gè)別斷面以外,總體上枯水期的δ15N值較豐水期偏重,沿程分布上存在較為明顯的地區(qū)差異.對(duì)各取樣斷面兩個(gè)水文期δ15N值的方差分析結(jié)果顯示,二者之間的差異明顯(P＜0.05),表明懸浮顆粒有機(jī)質(zhì)的穩(wěn)定氮同位素分布與碳同位素相似,也具有明顯的季節(jié)變化.

水庫(kù)上游3條河流的δ15N值范圍不同,其中飲馬河的δ15N值的變化范圍最寬,在4.11‰～14.43‰之間變動(dòng),而雙陽(yáng)河的最窄,為3.69‰～8.26‰.最“輕”和最“重”的δ15N值分別出現(xiàn)在豐水期雙陽(yáng)河上游斷面(X5)和枯水期飲馬河的上游支流斷面(X2)上.與碳同位素組成相似,水庫(kù)入口的δ15N值趨于各河流的平均值.此外,在不同水文期,雙陽(yáng)河上的城市生活污水?dāng)嗝?X6)的δ15N值基本保持穩(wěn)定,且偏輕;而飲馬河上游支流黃河水庫(kù)出流斷面(X2)的δ15N值變化幅度較大.

由圖5可知,除下游斷面至水庫(kù)入口河段外,3條河流的其他河段沿程δ15N值在不同水文期都保持了一致的變化趨勢(shì),即沿程呈現(xiàn)“輕”-“重”-“輕”的分布特征.

圖5 豐水期和枯水期水庫(kù)上游干、支流地表水中懸浮顆粒有機(jī)質(zhì)δ15N值的分布Fig.5 The distribution of nitrogen isotope of POM in main stream and tributaries in basin over rainy period and dry period

圖6 豐水期、枯水期流域地表水中NH4+-N和NO3--N的沿程分布Fig. 6 The distribution of NH4+-N and NO3--N in surface water in Shitoukoumen reservoir basin along the way over rainy and dry periods

穩(wěn)定氮同位素可以用來(lái)反映不同物源的貢獻(xiàn),但是無(wú)機(jī)氮在發(fā)生硝化作用、反硝化作用、同化作用和異化作用過(guò)程中引起的氮同位素分餾會(huì)影響到有機(jī)質(zhì)中氮同位素的組成[20-21].有研究顯示,在氮充足的環(huán)境條件下,因藻類吸收同化作用而引起的氮同位素分餾可達(dá)-16‰～-7‰[22].因此,利用不同類型的無(wú)機(jī)氮,會(huì)使得有機(jī)質(zhì)的δ15N值存在明顯差異.石頭口門(mén)水庫(kù)上游河流水體中無(wú)機(jī)氮含量充足,不存在氮限制問(wèn)題[23].因此,由硝化作用、反硝化作用、同化作用和異化作用引起氮同位素的分餾可能會(huì)反饋到流域地表水有機(jī)質(zhì)中氮同位素的組成上.豐水期大多數(shù)采樣斷面的NH4+-N濃度均低于枯水期,而NO3--N濃度則恰好相反(圖6).豐水期水生生物對(duì)NO3--N的吸收利用,使得有機(jī)質(zhì)的δ15N變輕;而枯水期則轉(zhuǎn)向?qū)H4+-N吸收利用,同化作用引起的氮同位素分餾使得有機(jī)質(zhì)中富集了15N,從而導(dǎo)致有機(jī)質(zhì)的δ15N值變重.由此,石頭口門(mén)水庫(kù)流域地表水中有機(jī)質(zhì)δ15N值在不同水文期之間的差異可以得到較為合理的解釋.

研究證明,水生生物對(duì)不同類型無(wú)機(jī)氮的吸收利用所導(dǎo)致的同位素分餾程度不同.例如,對(duì)不同濃度NH4+-N的利用,氮同位素分餾值在-28.8‰～-5.8‰范圍內(nèi);而在低濃度中,NO3--N分餾值在-9.7‰～-4.3‰范圍內(nèi)[24-25].因此,對(duì)于枯水期飲馬河上游支流小黃河斷面出現(xiàn)的δ15N極大值可以認(rèn)為是水生生物對(duì)一定濃度NH4+-N吸收利用的結(jié)果.而雙陽(yáng)河的城市生活污水?dāng)嗝嬖诓煌钠诘凰亟M成的相對(duì)穩(wěn)定,主要是由于生活污水中磷含量較高,氮成為限制性因子,抑制了水生生物對(duì)無(wú)機(jī)氮的利用,從而減少了氮同位素的分餾.由于地表水中POM中穩(wěn)定氮同位素的時(shí)空變化相對(duì)比較復(fù)雜,因而穩(wěn)定氮同位素的時(shí)空變化特征反映的是物源信息和生物地球化學(xué)過(guò)程綜合作用的結(jié)果.

3.3石頭口門(mén)水庫(kù)流域地表水懸浮顆粒物的來(lái)源及其貢獻(xiàn)

河水中的懸浮顆粒有機(jī)質(zhì)通常有兩種來(lái)源,一種是陸地有機(jī)物質(zhì)的輸入,另外一種是水生生物的繁殖,二者的貢獻(xiàn)具有時(shí)空變異性.在較小的河流中,水生植物和藻類的繁殖受到輕微限制,陸地侵蝕物質(zhì)在河水中占主導(dǎo).然而,在中等以上河流中,沉水植物及其附著的藻類對(duì)河水中POM的貢獻(xiàn)更為重要[26].河流上的天然湖泊或人工池塘為浮游藻類提供了適宜生長(zhǎng)的靜水環(huán)境,同時(shí)也成為河流POM的一個(gè)特殊的不穩(wěn)定來(lái)源[27-28].將河水中POM的C/N比值和同位素比值與不同的潛在端元進(jìn)行比較,能夠有效識(shí)別河水中POM的來(lái)源[29].本研究選擇4種潛在端元對(duì)研究區(qū)地表水中POM的來(lái)源進(jìn)行探討,包括浮游植物、土壤有機(jī)質(zhì)、源于陸地生態(tài)系統(tǒng)C3植物的有機(jī)質(zhì)和源于水生脈管植物的有機(jī)質(zhì)[30-34].

對(duì)相關(guān)國(guó)內(nèi)外相關(guān)研究成果進(jìn)行收集整理,結(jié)合本次調(diào)查結(jié)果,作為有機(jī)質(zhì)的潛在來(lái)源范圍(表2),與本研究所獲水體懸浮顆粒物分析實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行比較,以辨識(shí)POM的來(lái)源.對(duì)不同水文期之間懸浮顆粒有機(jī)質(zhì)的穩(wěn)定碳、氮同位素以及兩種同位素的相關(guān)性分析,結(jié)果見(jiàn)表3.由同一時(shí)期內(nèi)碳、氮同位素組成之間極顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系可知,不同來(lái)源的懸浮顆粒有機(jī)質(zhì)僅發(fā)生了保守性的物理混合.而不同時(shí)期同一類同位素之間的明顯正相關(guān)關(guān)系表明,豐、枯水期之間懸浮顆粒有機(jī)質(zhì)的來(lái)源沒(méi)有明顯差異.

表2 河流顆粒有機(jī)質(zhì)主要來(lái)源的穩(wěn)定同位素組成及碳氮比Table 2 Stable isotope and molar C/N ratios of major particulate organic matter sources in rivers

表3 水庫(kù)上游河水中POM的穩(wěn)定碳、氮同位素之間的相關(guān)性Table 3 Correlation of δ13C and δ15N value of POM in the upper stream of reservoir

圖7為不同水文期懸浮顆粒有機(jī)質(zhì)中δ13C值、δ15N值和C/N比值的關(guān)系以及POM潛在來(lái)源的典型值域范圍.由δ13C值和C/N比值之間的關(guān)系可以看出,石頭口門(mén)水庫(kù)流域水體中的POM有3種主要來(lái)源,即浮游植物、土壤有機(jī)質(zhì)和藻類等大型水生植物,該結(jié)論從δ15N值和C/N比值或δ13C值之間的關(guān)系上也得到了證明.所有實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)中,C/N比值＜8且δ13C值＜-28.5‰的占7.7%(δ13C值＜-28.5‰是為了避免與土壤值域范圍重疊),表明水體中有7.7%的POM來(lái)源于浮游植物的貢獻(xiàn).其中,豐水期有15.4%的樣品是浮游植物的貢獻(xiàn),而枯水期則沒(méi)有樣品來(lái)源于浮游植物.由于大多數(shù)陸地植物的δ15N值范圍在2‰～7‰之間,因此可以利用δ15N值＞7‰的樣品來(lái)辨別哪些區(qū)域水體中的POM來(lái)源于大型水生植物[9].δ15N值和C/N比值之間的關(guān)系也反映了流域水體中POM的3種主要來(lái)源,其中有23.1%的取樣斷面,樣品的C/N比值＞8且δ15N值＞7‰,說(shuō)明藻類等大型水生植物對(duì)水體POM的貢獻(xiàn)是23.1%,其中對(duì)豐水期的貢獻(xiàn)為15.4%,而枯水期這一貢獻(xiàn)提高到了30.8%.流域水體中剩余69.2%的POM來(lái)源于土壤和其它次要來(lái)源的貢獻(xiàn).然而,進(jìn)一步確定土壤有機(jī)質(zhì)的貢獻(xiàn)受到限制,其原因是不同端元的δ13C值、δ15N值和C/N比值發(fā)生了重疊,特別是δ15N值.以上定量不同來(lái)源對(duì)流域水體中POM的貢獻(xiàn)是在假設(shè)只有四種潛在端元的前提下進(jìn)行的,然而,由于不同人為氮源的影響和內(nèi)、外源有機(jī)質(zhì)δ15N值閾范圍的重疊等,導(dǎo)致反映δ15N與C/N或δ13C之間關(guān)系的圖表難以完全得到合理解釋,因此,不能簡(jiǎn)單地根據(jù)取樣獲得所有數(shù)據(jù)從流域整體上對(duì)POM的來(lái)源貢獻(xiàn)進(jìn)行定量,而應(yīng)該逐個(gè)對(duì)取樣斷面進(jìn)行估算.

圖8為流域內(nèi)不同區(qū)域水體懸浮顆粒有機(jī)質(zhì)中δ13C值、δ15N值和C/N比值的關(guān)系以及POM潛在來(lái)源的典型值域范圍.根據(jù)POM中C/N比值＞ 8且δ15N值＞ 7‰的值域范圍可以發(fā)現(xiàn),豐、枯水期雙陽(yáng)水庫(kù)出流(X6)、星星哨水庫(kù)出流(X10)和石頭口門(mén)水庫(kù)出流(X13)斷面水體中的POM均主要來(lái)源于大型水生植物的貢獻(xiàn).由于同一位置兩個(gè)時(shí)期的來(lái)源相同,因此無(wú)法定量大型水生植物對(duì)水庫(kù)區(qū)域POM的貢獻(xiàn).根據(jù)C/N比值＜8且δ13C值＜-28.5‰的前提條件可知,枯水期岔路河上的花家橋斷面(X11)和飲馬河上游支流的黃河水庫(kù)斷面(X2),水體中的POM主要源于浮游植物的貢獻(xiàn),而豐水期則轉(zhuǎn)為以土壤有機(jī)質(zhì)的貢獻(xiàn)為主導(dǎo).國(guó)內(nèi)外相關(guān)研究表明,與穩(wěn)定氮同位素和C/N比值相比較,穩(wěn)定碳同位素在有機(jī)質(zhì)溯源定量分析研究中更不易受生物活動(dòng)的影響,而具有更高的準(zhǔn)確性[36-39].因此,可利用碳同位素時(shí)空分布來(lái)估算不同物源的貢獻(xiàn).

圖7 豐、枯水期流域地表水中POM的δ13C、δ15N和C/N比值之間的關(guān)系Fig.7 Relationship between δ13C, δ15N and C/N ratios of POM in surface water over rainy period and dry period

圖8 不同區(qū)域地表水中POM的δ13C、δ15N和C/N比值之間的關(guān)系Fig.8 Relationship between δ13C, δ15N and C/N ratios of POM in surface water in main, tributaries, reservoir and entrance

從圖8碳、氮穩(wěn)定同位素值的關(guān)系可知,上述兩個(gè)斷面的δ13C值與其他來(lái)源的閾值均未發(fā)生重疊,因此可以根據(jù)穩(wěn)定碳同位素質(zhì)量平衡混合模型計(jì)算不同水文期浮游植物和土壤有機(jī)質(zhì)的貢獻(xiàn):式中:X, Xt, Xm分別代表樣品、浮游植物端元(-30‰)和土壤有機(jī)質(zhì)端元(-27‰);ft和fm代表浮游植物和土壤有機(jī)質(zhì)的貢獻(xiàn).

計(jì)算結(jié)果表明,枯水期黃河水庫(kù)出流中浮游植物和土壤對(duì)水體中POM的貢獻(xiàn)為86.3%,土壤有機(jī)質(zhì)的貢獻(xiàn)為13.7%;同一時(shí)期,浮游植物和土壤有機(jī)質(zhì)對(duì)岔路河POM的貢獻(xiàn)分別為94.8%和5.2%.該結(jié)果與懸浮顆粒物濃度分析得出的枯水期這兩處斷面陸地侵蝕程度低的結(jié)論相吻合.

懸浮顆粒物的時(shí)空分布能夠反映流域土壤侵蝕的時(shí)空差異.由圖9可知,河流懸浮顆粒物濃度的季節(jié)差異較大,豐水期遠(yuǎn)高于枯水期.方差分析結(jié)果,不同水文期之間以及不同干、支流之間,POM濃度的差異均十分顯著(P時(shí)間＜ 0.05; P空間＜0.01),表明POM的來(lái)源受時(shí)間因素和空間因素影響均比較大,時(shí)間上的差異主要由降水引起,而空間上的影響因素比較復(fù)雜,包括地形、土地利用方式的景觀特征等.圖9(a)顯示,豐水期,各干、支流懸浮顆粒物濃度變化范圍差異較大,其中雙陽(yáng)河的變化范圍最大,且主要變化發(fā)生在下游河段(X7與X8之間),說(shuō)明下游河段周?chē)那治g是雙陽(yáng)河懸浮顆粒物的主要空間來(lái)源.飲馬河從上游(X1,X2)至下游(X4),懸浮顆粒物濃度始終保持增加的趨勢(shì),全流域侵蝕是飲馬河懸浮顆粒物濃度較高的主要原因.而岔路河懸浮顆粒物濃度沿程先降后升,濃度變化范圍較小且沿程各斷面始終低于或接近水庫(kù)入口的懸浮顆粒物濃度,表明該支流下游發(fā)生的侵蝕對(duì)水庫(kù)內(nèi)懸浮顆粒物含量的貢獻(xiàn)很小.此外,雙陽(yáng)河和飲馬河下游明顯高于水庫(kù)入口的懸浮顆粒物濃度,表明二者是水庫(kù)懸浮顆粒物的主要來(lái)源.

圖9(b)顯示,枯水期,各干、支流懸浮顆粒物濃度變化范圍差異較大,其中飲馬河干流變化范圍最大,該結(jié)果與干流河道較寬,徑流量大,對(duì)沿岸沖刷較重有關(guān).沿程各斷面懸浮顆粒物濃度皆高于其他支流,且呈現(xiàn)逐漸上升趨勢(shì),中下游河段是懸浮顆粒物主要來(lái)源.雙陽(yáng)河和岔路河各斷面懸浮顆粒物濃度都不高,且變化范圍較小.與水庫(kù)入口相比較,整個(gè)流域各斷面懸浮顆粒物濃度均較低,說(shuō)明枯水期水庫(kù)懸浮顆粒物是干、支流累計(jì)貢獻(xiàn)的結(jié)果,干流貢獻(xiàn)最為重要.

與懸浮顆粒物濃度的空間分布特征對(duì)比可知,在空間上侵蝕較重的區(qū)域,POM主要來(lái)源于土壤有機(jī)質(zhì),如雙陽(yáng)河下游(X7至X8)和飲馬河下游(X3至X4),而對(duì)于侵蝕較弱的區(qū)域,POM則以浮游植物的貢獻(xiàn)占主導(dǎo).流域內(nèi)具有相對(duì)靜水條件的大中型水庫(kù)區(qū)域,POM主要是藻類等大型水生植物的貢獻(xiàn),如星星哨水庫(kù)(X10)和石頭口門(mén)水庫(kù)(X13).

圖9 豐水期和枯水期流域地表水中懸浮顆粒物濃度隨距離的變化Fig.9 The distribution of concentration of suspended particulates with distance to the reservoir in sur face water in the basin over rainy period and dry period

4 結(jié)論

[1] 王 寧.松花湖流域非點(diǎn)源污染研究 [D]. 北京:中國(guó)科學(xué)院研究生院, 2001.

[2] 王 霞.松花湖富營(yíng)養(yǎng)化及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)研究 [D]. 北京:中國(guó)科學(xué)院研究生院, 2005.

[3] 張 超.非點(diǎn)源污染模型研究及其在香溪河流域的應(yīng)用 [D].北京:清華大學(xué), 2008.

[4] Meybeck M. Carbon, nitrogen, and phosphorus transport by world rivers [J]. American Journal of Science, 1982,282:401-450.

[5] 晏維金.人類活動(dòng)影響下?tīng)I(yíng)養(yǎng)鹽向河口/近海的輸出和模型研究[J]. 地理研究, 2006,25(5):825-835.

[6] Hwang B G, Jun K S, Lee Y D, et al. Importance of DOC in sediment for contaminant transport modeling [J]. Wat. Sci.Tech., 1998,38(11):193-199.

[7] Cifuentes L A, Coffin R B, Solorzano L, et al. Isotopic and elemental variations of carbon and nitrogen in a mangrove estuary [J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 1996,43:781-800.

[8] Prahl F G, Small L F and Evesmeyer B. Biogeoehemical characterization of suspended particulate matter in the Columbia River Estuary [J]. Mar Ecol Prog Ser, 1997,160:173-184.

[9] Kendall C, Silva S R, Kelly V J. Carbon and nitrogen isotopic composition of particulate organic matter in four large river systems across the United States [J]. Hydrol. Process, 2001,15, 1301-1346.

[10] Cifuentes L A, Sharp J H, Fogel M L. Stable carbon and nitrogen isotope biogeochemistry in the Delaware Estuary [J]. Limnology and Oceanography, 1988,33:1102-1115.

[11] Goering J, Alexander V, Haubenstock N. Seasonal variability of stable carbon and nitrogen isotope ratios of organisms in a North Pacific Bay [J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 1990,30: 239-260.

[12] 黃祥飛,陳偉民,蔡啟銘,等.湖泊生態(tài)調(diào)查觀測(cè)與分析 [M]. 北京:中國(guó)標(biāo)準(zhǔn)出版社, 1999.

[13] 金相燦,劉鴻亮,屠清瑛,等.中國(guó)湖泊富營(yíng)養(yǎng)化 [M]. 北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社, 1990:121-132.

[14] 國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法編委會(huì).水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法 [M]. 4版.增補(bǔ)版.北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社, 2002.

[15] Checkley D M, Entzeroth L C. Elemental and isotopic fraction of carbon and nitrogen by marine planktonic copepods and implications to the marine nitrogen cycles [J]. Journal of Plankton Research, 1985,7:553-568.

[16] 吳 瑩,張 經(jīng),張?jiān)俜?等.長(zhǎng)江懸浮顆粒物中穩(wěn)定碳、氮同位素的季節(jié)分布 [J]. 海洋與湖沼, 2002,33(5):546-552.

[17] 魏秀國(guó),卓慕寧,郭治興,等.西江水體懸浮物顆粒有機(jī)碳穩(wěn)定同位素組成及時(shí)空變化 [J]. 生態(tài)環(huán)境, 2008,17(6):2127-2131.

[18] Bird M I, FYFE W S, PINHEIRO-DICK D, et al. Carbon isotope indicators of catchment vegetation in the Brazilian Amazon [J]. Global Biogeochemical Cycles, 1992,6:293-306.

[19] Bird M I, Giresse P, CHIVAS A R. Effect of forest and savanna vegetation on the carbon isotope composition of sediments from the Sanaga River, Cameroon [J]. Limnology and Oceanography, 1994,39:1845-1854.

[20] 李紅燕.穩(wěn)定碳、氮同位素在生態(tài)系統(tǒng)中的應(yīng)用研究——以無(wú)定河、黃東海生態(tài)系統(tǒng)為例 [D]. 青島:中國(guó)海洋大學(xué), 2003.

[21] Mariotti A, Landreau A, Simon B.15N isotope biogeochemistry and natural denitrification process in groundwater: Application to the chalk aquifer of northern France [J]. Geochim. Cosmochim. Acta, 1988,52:252-268.

[22] Owens J P. Variationin the natural abundance of 15N in estuarine suspended particulate matter: a specific indicator of biological processing [J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 1985,20: 820-825.

[23] 唐艷凌.石頭口門(mén)水庫(kù)流域非點(diǎn)源污染研究 [D]. 北京:中國(guó)科學(xué)院研究生院, 2009.

[24] Pennock J R, Velinsky D J, Ludlam J M, et al. Isotopic fractionation of ammonium and nitrate during uptake by Skeletonema costatum: Implications for δ15N dynamics under bloom conditions [J]. Limnol. Oceanagr, 1996,41(3):451-459.

[25] Waser N A D, Harrison P J, Nielsen B, et al. Nitrogen isotope fractionation during the uptake and assimilation of nitrate, nitrite,ammonium, and urea by a marine diatom [J]. Limnol. Oceanogr, 1998,43(2):215-224.

[26] Vanotte R L, Minshall G W, Cummins K W, et al. The river continuum concept [J]. Canadian Journal of Fisherie and Aquatic Sciences, 1980,37(1):130-137.

[27] Thorp J H, Delong M D. Dominance of autochthonous autotrophic carbon in food webs of heterotrophic rivers [J]. Oikos, 2002,96:543-550.

[28] Reid N J, Hamilton S K. Controls on algal abundance in a eutrophic river with varying degrees of impoundment (Kalamazoo River, Michigan, USA)[J]. Lake Reservoir Manage, 2007,23:219-230.

[29] Ogrinc N, Markovics R, Kandu? T, et al. Sources and transport of carbon and nitrogen in the River Sava watershed, a major tributary of the River Danube [J]. Applied Geochemistry, 2008, 23(12):3685-3698.

[30] Hamilton S K, Lewis J R W M. Stable carbon and nitrogen isotopes in algae and detritus from the Orinoco River floodplain, Venezuela.Geochim [J]. Cosmochim. Acta, 1992,56:4237-4246.

[31] Angradi T R. Stable carbon and nitrogen isotope analysis of seston in a regulated Rocky Mountain river, USA [J]. Regulate Rivers: Res. Manage, 1993,8:251-270.

[32] Angradi T R. Trophic linkages in the lower Colorado River: multiplestable isotope evidence. J. N. Am [J]. Benthol. Soc., 1994,13:479-495.

[33] Thorp J H, Delong M D, Greenwood K S, et al. Isotopic analysis of three food web theories in constricted and floodplain regions of a large river [J]. Oecologia, 1998,117:551-563.

[34] Vander Zanden M J, Rasmussen J B. Primary consumer δ13C 和 δ15N and trophic position of aquatic consumers [J]. Ecology, 2001,80:1395-1404.

[35] Vuorio K, Meili M, Sarvala J. Taxon-specific variation in the stable isotope signature (δ13C and δ15N) of lake phytoplankton [J]. Freshwater Biol., 2006,51:807-822.

[36] Andrews J E, Greenaway A M, Dennis P F. Combined carbon isotope and C/N ratios as indictors of source and fate of organic matter in a poorly flushed, tropical estuary [J]. Coastal and Shelf Science, 1998,46:743-756.

[37] Go?i M A. Thomas K A. Sources and transformations of organic matter in surface soil and sediments from a tidal estuary ( North Inlet, South Carolina, USA)[J]. Estuaries, 2000,23(4):548-564.

[38] Graham M C. A study of carbon and nitrogen stable isotope and elemental ratios as potential indicators of source and fate of organic matter in sediments of the Forth Estuary, Scotland [J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2001,52:375-380.

[39] Go?i M A, Maria J T, Perkey D W. Sources and distribution of organic matter in a river–dominated estuary (Winyah Bay, SC, USA) [J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2003,57:1023-1048.

Identifying sources of particles organic matter in surface water based on stable isotope tracing on basin scale.

TANG Yan-ling, ZHANG Guang-xin*(Key Laboratory of Wetland Ecology and Environment, Northeast Institute of Geography and Agroecology, Chinese Academy of Sciences, Changchun 130012, China) China Environmental Science, 2010,30(9)：1257～1267

X142

A

1000-6923(2010)09-1257-11

唐艷凌(1978-),女,吉林通化人,助研,博士,主要從事同位素水文學(xué)和水環(huán)境污染研究.發(fā)表論文5篇.

2010-01-09

吉林省與中國(guó)科學(xué)院科技合作資金項(xiàng)目(2006SYHZ0025);中國(guó)科學(xué)院知識(shí)創(chuàng)新工程重要方向項(xiàng)目(KZCX2-YW-Q06-2, KZCX2-YW-126)

* 責(zé)任作者, 研究員, zhgx@neigae.ac.cn