吳亞麗，亢曉琪，牛 遠(yuǎn)，蘭 偉，余 輝*

（1.中國環(huán)境科學(xué)研究院湖泊生態(tài)環(huán)境研究所，北京100012；2.湖泊水污染治理與生態(tài)修復(fù)技術(shù)國家工程實(shí)驗(yàn)室，北京100012；3.國家環(huán)境保護(hù)湖泊污染控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京100012；4.沈陽農(nóng)業(yè)大學(xué)水利學(xué)院，沈陽110866）

0 引言

各種來源硝酸鹽氮直接或間接向自然水體排放，引發(fā)水體富營養(yǎng)化和水質(zhì)惡化等水環(huán)境問題，嚴(yán)重威脅著水生態(tài)環(huán)境健康［1-4］。流域硝酸鹽來源辨析是水環(huán)境管理和水質(zhì)治理的關(guān)鍵。水體硝態(tài)氮（NO3-）來源復(fù)雜，包括農(nóng)業(yè)活動、城鎮(zhèn)或農(nóng)村生活污水、大氣氮沉降、土壤有機(jī)氮等［1，3，5，6］。水化學(xué)方法能在一定程度上反映硝酸鹽來源，可作為定性分析水體硝酸鹽來源的輔助方法，比如鉀離子（K+），硝態(tài)氮（NO3-），硫酸根（SO42-）變化趨勢的一致性可初步判別為農(nóng)業(yè)活動施用化肥的影響［7-9］，硝態(tài)氮與氯離子的比值（NO3-/Cl-）可作為初步判斷生活污水硝酸鹽來源的依據(jù)［3，8-10］。由于不同來源的硝酸鹽的同位素組成有顯著差異，因此利用同位素示蹤技術(shù)確定水體中硝酸鹽的來源已成為氮源解析的重要工具［1，2，6-8］。氮氧雙穩(wěn)定性同位素，彌補(bǔ)了單獨(dú)用氮同位素時不同來源的硝酸鹽氮同位素組成之間出現(xiàn)重疊而對來源辨析產(chǎn)生偏差的不足［1，11，12］，已經(jīng)被廣泛用于硝酸鹽來源辨析。一般來說，氨化、微生物固化和植物吸收過程不會造成同位素的分餾，但硝化、反硝化和氨揮發(fā)作用分別造成氮同位素產(chǎn)生1.012～1.040、1.028～1.033、1.030～1.060 的分餾系數(shù)，導(dǎo)致氮同位素比值增加［5，13］。反硝化作用多發(fā)生于溶解氧小于2 mg/L 的地下水中，且往往伴隨著δ15N 值和δ18O 值較高而硝酸鹽濃度較低的現(xiàn)象。而地表水通常會發(fā)生顯著的硝化作用［12，14］，導(dǎo)致δ15N、δ18O 和硝酸鹽濃度均增加［12］。因此結(jié)合硝酸鹽氮氧同位素比值及其濃度的變化可初步分析硝態(tài)氮的遷移轉(zhuǎn)化過程。由于水環(huán)境條件的顯著差異，深水湖泊與淺水湖泊的硝酸鹽遷移轉(zhuǎn)化也受不同氮循環(huán)過程主導(dǎo)，然而目前對于深水湖泊的硝酸鹽來源辨析研究相對較少。

穩(wěn)定同位素混合模型廣泛用于定量硝酸鹽各來源的貢獻(xiàn)率［1，2，15］，由于MixSIAR 同位素混合模型不僅考慮了各來源的同位素組成的平均值和標(biāo)準(zhǔn)差，也可對樣品量間同位素組成進(jìn)行不確定性分析，因此逐漸被廣泛應(yīng)用［2］。然而有研究表明，某些硝酸鹽來源樣品與水體樣品較難同步獲?。ㄈ绶柿虾蜕钗鬯畼悠罚虼送凰鼗旌夏Ｐ洼斎胨璧臉悠分邢跛猁}氮氧同位素平均值和標(biāo)準(zhǔn)差只能通過氮循環(huán)過程計算其理論值［8］，也有相關(guān)文獻(xiàn)以前期研究中相近研究區(qū)的相應(yīng)值代替［2，16］，這均將導(dǎo)致結(jié)果存在較大的不確定性。因此在研究區(qū)進(jìn)行水體及各硝酸鹽來源中氮氧同位素的實(shí)地監(jiān)測研究是定量計算各硝酸鹽來源貢獻(xiàn)率的基礎(chǔ)［2，17］。

水體硝酸鹽來源的同位素示蹤及各來源貢獻(xiàn)率的定量研究是實(shí)現(xiàn)水體硝酸鹽來源辨析的關(guān)鍵，同時對于深水湖泊的流域氮綜合治理也起著至關(guān)重要的作用［18，19］。與淺水湖泊不同，深水湖泊具有湖體水滯留時間長、湖泊水生態(tài)系統(tǒng)相對封閉等特征，其湖體污染物遷移轉(zhuǎn)化過程相對復(fù)雜。作為水質(zhì)較好的深水湖泊，千峽湖中氮負(fù)荷對水體富營養(yǎng)化風(fēng)險有一定影響。因此該文以深水湖泊千峽湖為研究對象，通過分析湖體、生活污水、沉積物、降水、肥料及流域土壤中硝酸鹽氮氧同位素組成，利用水體硝酸鹽的δ15N-NO3-與δ18O-NO3-同位素組成和水化學(xué)特征初步定性判斷氮的生物地球化學(xué)循環(huán)過程及其主要來源；并結(jié)合穩(wěn)定同位素MixSIAR 模型定量核算千峽湖硝酸鹽各來源的貢獻(xiàn)率，為針對性地制定千峽湖硝酸鹽氮污染防治策略、保持水體健康提供技術(shù)支撐，并以此為深水湖泊硝酸鹽氮來源、遷移轉(zhuǎn)化及其綜合治理提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

千峽湖（灘坑水庫）位于浙江省麗水市，甌江支流小溪的中下游，是一座集發(fā)電、生態(tài)、灌溉、防洪、供水、旅游等功能為一體的大型水庫（圖1）。干流回水總長度約為80 km，湖面約為78 km2，湖體水容量41.5 億m3［20］，湖體水深30～70 m之間。流域年平均氣溫為18.1 ℃；年平均降雨量為1 267 mm，降雨時空分布不均勻，春夏季多梅雨和臺風(fēng)，秋季多干旱；年無霜期為241～196 d，平均日照時數(shù)為1 728.5 h。作為水質(zhì)較好、具有重要飲用水水源和生態(tài)功能的湖泊（庫），千峽湖成為我國現(xiàn)階段優(yōu)先保護(hù)的水體之一。然而，隨著千峽湖流域人口增加和城鎮(zhèn)化的快速發(fā)展，近幾年千峽湖流域生活污水、畜禽養(yǎng)殖污染以及大量農(nóng)田施用的化肥和農(nóng)藥，隨農(nóng)田灌溉排水或雨后地表徑流流入庫區(qū)，對水體水質(zhì)帶來一定程度的污染風(fēng)險，千峽湖水體呈三類水質(zhì)的比例增加，而總氮是主要定類因子之一。然而，由于千峽湖流域工業(yè)企業(yè)較少，一般認(rèn)為工業(yè)生產(chǎn)導(dǎo)致的硝酸鹽氮負(fù)荷不是千峽湖氮負(fù)荷的直接來源。因此，水體氮來源辨析是千峽湖水環(huán)境質(zhì)量改善的關(guān)鍵問題。

圖1 千峽湖采樣點(diǎn)分布Fig.1 Distribution of the sampling sites in QianXia Lake

1.2 樣品采集與分析

1.2.1 樣品采集與測試方法

根據(jù)流域污染源來源情況，在千峽湖湖體和主要入湖河流共設(shè)置17 個水樣和沉積物樣品采集點(diǎn)（如采樣點(diǎn)W16 位于生活污水處理廠附近，采樣點(diǎn)W9處于渤海鎮(zhèn)內(nèi)，采樣點(diǎn)W12附近有大量茶園面積種植，采樣點(diǎn)W5是飲用水水源地采樣點(diǎn)等）如圖1所示。生活污水源采集點(diǎn)位于城鎮(zhèn)生活污水處理廠排污口；采用漏斗式雨量器收集降水樣品，其點(diǎn)位位于千峽湖管理處樓頂；流域土壤隨水樣及沉積物樣品點(diǎn)位相應(yīng)定點(diǎn)（S5、S7～S17），包括林地、農(nóng)田、城鎮(zhèn)、農(nóng)村等。此外，采集當(dāng)?shù)剞r(nóng)戶常用復(fù)合肥和尿素兩種類型的肥料樣品進(jìn)行硝態(tài)氮肥料源監(jiān)測。

為了消除季節(jié)性變化帶來的影響，系統(tǒng)分析硝態(tài)氮的遷移轉(zhuǎn)化過程，于2019年8月-2020年7月，同時采集千峽湖水樣、沉積物樣共9 次（8、9、10、11、12、1、4、5、7月），并將9 次測樣結(jié)果進(jìn)行統(tǒng)計學(xué)分析（平均值、標(biāo)準(zhǔn)差、變異系數(shù)等）處理，以便進(jìn)一步研究氮負(fù)荷的來源及衰變過程。同位素樣品的現(xiàn)場采集及前處理：先將水樣采集至聚乙烯塑料瓶，立刻用0.45 μm 的過濾膜過濾至30 mL的離心管中。所有水樣樣品采集后均立即冷藏保存，并盡快送至實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行前處理和分析測試。沉積物、周邊的土壤、化肥樣品自然風(fēng)干后，進(jìn)行稱重后加蒸餾水，用離心機(jī)離心15 min，取上清液至30 mL的離心管中，立即送至氮氧同位素分析實(shí)驗(yàn)室，-20 ℃保存待測［21］。

湖體水溫、溶解氧（DO）、pH 用HQ40d（美國哈希）多參數(shù)水質(zhì)分析儀現(xiàn)場測定，總氮的測定采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法，硝酸鹽氮（NO3-）測定采用紫外分光光度法，氯化物和硫酸鹽（Cl-、SO42-）測定采用離子色譜法，鉀（K+）測定采用電感耦合等離子體質(zhì)譜法。湖體水、生活污水、降水、流域土壤、化肥、沉積物的硝酸鹽氮氧同位素組成由中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)環(huán)境穩(wěn)定同位素實(shí)驗(yàn)室（AESIL，CAAS），通過反硝化細(xì)菌法前處理后，利用Delta V-Precon 進(jìn)行測定。反硝化細(xì)菌法是一種利用反硝化細(xì)菌將NO3-和NO2-還原為N2O 氣體，隨后使用同位素比質(zhì)譜儀（IRMS）測定氮氧同位素組成的方法［21］。測試精度為±0.4‰，測定結(jié)果分別以大氣N2（δ15N-NO3-）和V-SMOW（δ18O-NO3-）標(biāo)準(zhǔn)表示。

1.2.2 穩(wěn)定同位素混合模型

采用Rstudio 進(jìn)行穩(wěn)定同位素混合模型（MixSIAR）中各硝酸鹽來源貢獻(xiàn)率的計算，MixSIAR模型表達(dá)式如下［13，22］：

式中：Xij表示第i個樣品中第j種同位素值（i=1，2，3，…，N；j=1，2，3，…，J）；Sjk是第k種源中第j種同位素的值（k=1，2，3，…，K）；μjk表示平均值；為正態(tài)分布的方差；Cjk是第j種同位素在第k個源上的分餾系數(shù)；λjk為平均值；τ2 jk為正態(tài)分布的方差；Pk為第k個源的貢獻(xiàn)率，由模型計算得到；εjk為殘差，表示各混合物間剩下的未量化的變異，平均值為0；為正態(tài)分布的方差。

2 結(jié)果與討論

2.1 千峽湖水體氮氧同位素及水化學(xué)特征

千峽湖水體各采樣點(diǎn)的水化學(xué)及氮氧同位素的年均值見表1及圖2。千峽湖水體NO3-的δ18O值呈現(xiàn)上游較低，下游相對較高的變化趨勢［圖2（a）］，降水中NO3-的δ18O 值為+76.7±1.12‰，這表明下游區(qū)域直接來源于降水（大氣沉降物）的NO3-對水體中的硝態(tài)氮負(fù)荷貢獻(xiàn)較大，而上游區(qū)域中直接來源于降水硝酸鹽的貢獻(xiàn)較小，特別是W4～W10 采樣點(diǎn)中降水（大氣沉降物）的NO3-貢獻(xiàn)相對較小。然而，湖體δ15N、總氮（TN）、NH4+和NO3-濃度卻在中下游區(qū)域有逐漸下降的趨勢［圖2（b），（c），（d），（e）］。這可能是由于城鎮(zhèn)生活聚集區(qū)的上游區(qū)域（W16、W17）水質(zhì)狀況與人為活動污染有密切關(guān)系，而下游區(qū)域城鎮(zhèn)面積明顯減少，人類活動的影響減弱，故隨著水流向中下游推移，這種影響逐漸減弱。且由表1 可知各個點(diǎn)位NO3--N（以氮計）與TN 之比均大于58%，明顯高于NH4+-N（以氮計）與TN 之比，表明NO3--N（以氮計）是影響千峽湖水體水質(zhì)狀況的氮的主要形態(tài)。來源于畜禽養(yǎng)殖廢水和生活污水等人類活動的δ15N值，明顯高于降水和固氮作用等非人類活動來源的δ15N 值，這是因?yàn)閬碓从谌祟惢顒拥摩?5N 除了與水體的δ15N 發(fā)生混合作用外，在高濃度無機(jī)氮的富營養(yǎng)環(huán)境下，還可能通過硝化作用、反硝化作用、氨揮發(fā)作用等氮的轉(zhuǎn)化過程，伴隨著同位素分餾，進(jìn)一步增加水體δ15N 值［1-3］。所以水體δ15N 值變化的原因首先考慮為人為活動的影響。湖體溶解氧（DO）范圍為7.44～8.15 mg/L，所有采樣點(diǎn)均遠(yuǎn)大于反硝化反應(yīng)的閾值（2 mg/L）［圖2（f）］。Cl-和SO42-從上游到下游沿程有逐漸增加的趨勢，且SO42-變化較?。蹐D2（g），（h）］，而K+逐漸減少（圖2（i）），可初步判斷湖體Cl-和K+與SO42-的可能來自不同的源。

圖2 千峽湖水體硝酸鹽氧同位素、硝酸鹽氮同位素、總氮、NH4+、NO3-、DO、Cl-、SO42-和K+的變化情況Fig.2 The variation of δ15N，δ18O TN，NH4+，NO3-，DO，Cl-，SO42-and K+in QianXia Lake

表1 千峽湖水體氮氧同位素及水質(zhì)指標(biāo)統(tǒng)計特征值Tab.1 The statistical characteristic values of δ15N，δ18O and water quality indexes in QianXia Lake

續(xù)表1 千峽湖水體氮氧同位素及水質(zhì)指標(biāo)統(tǒng)計特征值

2.2 千峽湖水體氮氧同位素值與水質(zhì)指標(biāo)及水質(zhì)指標(biāo)之間的相關(guān)性

千峽湖水體氮穩(wěn)定性同位素比值與水質(zhì)指標(biāo)之間的關(guān)系及各水質(zhì)指標(biāo)之間的相關(guān)性可以作為定性判斷硝酸鹽來源的輔助方法［3，8］。千峽湖水體δ15N與總氮、可溶性總氮濃度均呈顯著正相關(guān)（r2=0.46，0.67；p＜0.01）［圖3（a），（b）］。水體K+、NO3-與SO42-兩兩之間均無顯著正相關(guān)關(guān)系［圖3（c）］，初步表明水體K+、NO3-、SO42-不存在相同的唯一來源，即化肥的施用不是水體硝態(tài)氮唯一的來源。由于氯離子的保守化學(xué)行為，NO3-/Cl-比值可作為判別流域內(nèi)農(nóng)業(yè)活動或動物糞便和城鎮(zhèn)生活污水硝態(tài)氮來源的指示劑［8-10］。W09、W17 采樣點(diǎn)水體氯離子含量較低，而硝態(tài)氮/氯離子卻較高，可能是由于受到農(nóng)業(yè)活動的影響。而點(diǎn)W13、W16 采樣點(diǎn)表現(xiàn)出氯離子含量較高，而硝態(tài)氮/氯離子很低，這可能是由于動物糞便和城鎮(zhèn)生活污水導(dǎo)致的［圖3（d）］。

分析硝酸鹽濃度與氮穩(wěn)定同位素比值的關(guān)系可用來解釋引起硝酸鹽濃度和氮同位素比值變化的原因是脫氮（伴隨有同位素分餾）還是混合（無同位素分餾）作用［3，8］。千峽湖水體NO3-濃度的倒數(shù)與湖體δ15N值呈現(xiàn)不顯著的線性關(guān)系（p=0.05）［圖3（e）］，表明各種硝酸鹽來源的混合作用不是千峽湖水體硝酸鹽濃度和氮同位素比值變化的主要原因［3，8，9］。而湖體NO3-濃度的對數(shù)與δ15N 值呈現(xiàn)顯著的線性關(guān)系（p＜0.05）［圖3（f）］，表明千峽湖水體硝酸鹽濃度和氮同位素比值變化的主要原因可能是硝化作用及其帶來的脫氮作用導(dǎo)致的。千峽湖水體δ15N 與硝態(tài)氮、鉀離子（K+）濃度呈顯著正相關(guān)（r2=0.39，0.50；p＜0.01）［圖3（g），（h）］。千峽湖水體氮穩(wěn)定性同位素比值與溶解氧含量及氯離子也呈顯著正相關(guān)（r2=0.27，0.32；p＜0.05），而與SO42-離子無顯著相關(guān)關(guān)系（p＞0.05）［圖3（i），（j），（k）］。此外，由圖2（f）可知湖體的溶解氧濃度較高，平均值為7.71 mg/L，遠(yuǎn)高于發(fā)生反硝化作用時的溶解氧濃度（小于2 mg/L）的條件［14，23］，因此反硝化脫氮作用較小。同時，湖體氨態(tài)氮濃度偏低，平均值僅為0.08 mg/L，一般情況下不會發(fā)生較明顯的氨揮發(fā)脫氮作用。因此，可能是由于人為來源下的有機(jī)氮等含有較高氮穩(wěn)定同位素的硝酸鹽匯入水體，一部分直接與水體發(fā)生混合作用，另一部分隨著溶解氧的增加，硝化作用逐漸增強(qiáng)，從而導(dǎo)致水體δ15N值和硝態(tài)氮濃度增加。

圖3 千峽湖水體氮同位素與水質(zhì)指標(biāo)及各水質(zhì)指標(biāo)之間的相關(guān)性Fig.3 The relationship between δ15N and water quality indexes in QianXia Lake

2.3 千峽湖水體硝酸鹽主要來源中氮氧同位素值分布

千峽湖水體、生活污水、沉積物、降水、周邊土壤及肥料中NO3-的δ15N、δ18O 值見圖4，千峽湖水體與其硝態(tài)氮源中NO3-的δ15N、δ18O 組成存在一定差異，且各硝態(tài)氮源之間的δ15N、δ18O 組成也存在一定差異，因此可用穩(wěn)定同位素混合模型進(jìn)行各硝酸鹽來源辨析。降水中NO3-的δ18O 最大，為+76.7±1.12‰，而δ15N表現(xiàn)為負(fù)值，為-6.16±2.52‰。相對與降水來說，沉積物中的δ18O 較小而δ15N 增加，其δ15N、δ18O 平均值分別為2.54±2.39‰，35.24±8.05‰。但高出土壤和湖體水NO3-的δ18O 比值，可能的原因是沉積物中含有的NO3-被還原，發(fā)生著以氮?dú)夂鸵谎趸男螒B(tài)，從湖水內(nèi)排放到大氣中的反硝化脫氮過程，此過程導(dǎo)致NO3-的δ18O 降低而δ15N 增加［3，24］。同時，由于千峽湖是深水湖，水深約58 m，沉積物氧化還原層的下部相對厭氧的環(huán)境，較易發(fā)生脫氮反應(yīng)。因此，湖水表層供給的有機(jī)物發(fā)生沉降，消耗氧，分解生成NO3-，一部分NO3-在貧氧區(qū)發(fā)生脫氮反應(yīng)，導(dǎo)致剩下部分的NO3-的氮同位素比值上升。土壤NO3-的δ15N、δ18O 平均值分別為3.76±3.24‰，7.67±10.02‰。其δ18O 比值相對貧化，反映了土壤微生物硝化過程中所用的水和氧氣中的氧同位素比值相對較低。且土壤NO3-的δ15N 和δ18O 比值變化均較大，這可能是由于周邊土壤不同的土地利用方式下氮循環(huán)過程差異較大造成的［25-27］。當(dāng)?shù)剞r(nóng)業(yè)生產(chǎn)施用的尿素和復(fù)合肥，其NO3-的δ15N 和δ18O 比值分別為-26.0±0.64‰，21.4±0.53‰和-2.5±0.02‰，22.6±0.45‰。千峽湖水體的δ15N、δ18O平均值分別為4.35±3.76‰，5.86±2.06‰，其中δ18O 值變化較小，δ15N 值變化比較顯著的是W16 采樣點(diǎn)，該點(diǎn)水體δ15N 值（16.2‰）相對于其他水體采樣點(diǎn)較富集，處在生活污水和動物糞便的氮同位素值的范圍內(nèi)，且該地生活污水的δ15N 值為19.2‰，兩者非常接近，這表明該點(diǎn)的NO3-來自于生活污水中NO3-貢獻(xiàn)較大。

圖4 千峽湖水體硝酸鹽來源分布Fig.4 Distribution of nitrate sources of water in QianXia Lake

2.4 千峽湖水體主要硝酸鹽來源貢獻(xiàn)率分析

采用MixSIAR 模型分別對千峽湖水體的各硝酸鹽來源貢獻(xiàn)率進(jìn)行定量分析，模型輸入千峽湖水體及其各來源的平均氮氧同位素值、標(biāo)準(zhǔn)差及樣品監(jiān)測量（見表2）。千峽湖水體的硝酸鹽來源主要有生活污水、降水、肥料、沉積物及流域土壤，模型結(jié)果顯示，除W16 點(diǎn)外，千峽湖水體各采樣點(diǎn)的硝酸鹽負(fù)荷主要來源于土壤硝酸鹽，為87%±9.7%，這可能與部分山丘區(qū)林相結(jié)構(gòu)不合理，水、土、肥流失現(xiàn)象嚴(yán)重，水源涵養(yǎng)功能降低有關(guān)［27-31］。湖濱生態(tài)緩沖帶對有效提高污染物輸移過程的緩沖、阻控有重要作用［32］。其次為生活污水硝酸鹽來源，占比為9.0%±7.6%。但各污染源對采樣點(diǎn)硝酸鹽貢獻(xiàn)差異較大。生活污水對硝酸鹽貢獻(xiàn)最大的是采樣點(diǎn)W16，其貢獻(xiàn)率為92.2%±6.5%。這與該點(diǎn)距離生活污水處理廠排污口最近，受生活污水直接影響最大有關(guān)。所有采樣點(diǎn)中采樣點(diǎn)W3沉積物及肥料硝酸鹽對湖體硝酸鹽的貢獻(xiàn)占比最大，分別為9.8%±5.4%和8.8%±4.9%，其他各采樣點(diǎn)硝酸鹽來源中沉積物和肥料的貢獻(xiàn)比均小于8%。這可能與W3點(diǎn)大面積茶園種植有關(guān)（圖5）。

圖5 千峽湖水體硝酸鹽來源貢獻(xiàn)率Fig.5 Contribution rates of nitrate sources in QianXia Lake

表2 穩(wěn)定同位素模型輸入的各污染源同位素值等參數(shù)Tab.2 Characteristic end-member isotope values used in isotope mixing models

3 結(jié)論與展望

（1）千峽湖上游水體水質(zhì)主要受畜禽養(yǎng)殖或城鎮(zhèn)生活污水影響，由于人類活動，上游水體中含有較高氮穩(wěn)定同位素值的硝酸鹽主要由硝化作用產(chǎn)生；深水湖泊的硝酸鹽來源相對復(fù)雜，需進(jìn)一步結(jié)合湖泊生物地球化學(xué)過程深入研究。

（2）湖體硝酸鹽來源中周邊土壤、生活污水、肥料、沉積物、降水的硝酸鹽貢獻(xiàn)占比分別為87%±9.7%、9.0%±5.9%、2.5%±1.5%、1.2%±0.8%、0.3%±0.4%。距離污水處理廠較近的采樣點(diǎn)W16 硝酸鹽來源中生活污水的貢獻(xiàn)最大，其貢獻(xiàn)率為92.2%±6.5%。所有采樣點(diǎn)中94%的采樣點(diǎn)的硝酸鹽負(fù)荷以周邊土壤的硝酸鹽來源為主，貢獻(xiàn)占比在69.4%～97.8%之間。

（3）進(jìn)一步加強(qiáng)周邊土壤對水體污染的風(fēng)險評估，提高生活污水的排放標(biāo)準(zhǔn)，降低千峽湖水體硝酸鹽氮負(fù)荷來源。該研究可為深水湖泊氮循環(huán)及遷移轉(zhuǎn)化過程提供依據(jù)。□