利用水化学和多种同位素技术研究长江流域硝酸盐的累积机制 刘晓峰、 西珊珊、 谢发志、 于静静、 耿天照

《Water》：Utilizing Hydrochemistry and Multiple Isotopes to Identify the Accumulation Mechanism of Nitrate in the Yangtze River Basin Xiaofeng Liu, Shanshan Xi, Fazhi Xie, Jingjing Yu and Tianzhao Geng

　　摘要 长江是亚洲最大的河流系统，尽管实施了管理措施，但仍持续承受着大量的氮负荷。在这个庞大而复杂的系统中，关键氮转化过程（如硝化和反硝化）的空间模式和驱动因素仍然知之甚少。特别是，覆盖整个上游-中游-下游连续体的系统同位素证据仍然非常有限。本研究结合了多种同位素（δ15N-NO3?、δ18O-NO3?、δ15N-NH4+）和水化学技术，以阐明长江流域氮传输和转化的主要控制因素及其空间异质性。结果表明，溶解无机氮（DIN）是该流域氮污染的主要形式。NO3?浓度表现出显著的空间变异性，遵循下游（2.86 mg/L）> 上游（1.83 mg/L）> 中游（1.75 mg/L）的顺序。同位素特征显示，硝化是控制整个流域NO3?形成和转化的主要过程。大多数δ18O-NO3?值（?5.20‰至+12.78‰）落在硝化的理论范围内，δ15N-NO3?与δ15N-NH4+之间存在强烈的正相关（R2 = 0.72，p < 0.01），共同证实了NH4+向NO3?的转化是主要途径。相反，在高溶解氧条件下（平均9.78 ± 2.46 mg/L），反硝化受到显著抑制，这进一步体现在δ15N-NO3?与ln(NO3?)之间缺乏显著相关性。此外，浮游植物对NH4+的优先吸收降低了通过生物同化去除硝酸盐的效率，并影响了同位素组成。这些发现为识别长江流域的优先氮源和优化有针对性的氮管理策略提供了科学依据。

1. 引言
硝酸盐（NO3?）是水生生态系统中普遍存在的氮形式，由于其过量积累，对水质和人类健康构成重大威胁[1,2,3,4,5]。河流中过量排放的NO3?不仅会导致富营养化并破坏水生生态系统，还会对人类健康构成风险，因为NO3?在摄入后可以转化为亚硝酸盐。长期摄入NO3?可能导致甲状腺功能障碍甚至癌症[6,7,8]。作为亚洲最大的河流系统之一，长江在管理措施下年氮负荷有所下降；然而，其总氮浓度仍然很高[9,10,11,12]。因此，阐明NO3?积累和转化的机制对于氮污染控制具有紧迫的实际意义。为了识别硝酸盐的迁移和转化过程，以往的研究主要依赖于微生物指标和水化学分析。微生物方法通过硝化菌群和反硝化菌群的丰度来推断氮转化，而水化学方法则利用NH4+、DO、COD和离子比率等参数来解释这些过程[13,14,15,16,17]。然而，这两种方法都受到过程特异性和环境变异性敏感性的限制，难以区分混合的氮来源并量化硝化和反硝化等动态过程[18,19]。相比之下，双硝酸盐同位素（δ15N-NO3?和δ18O-NO3?）提供了基于氮循环过程中同位素分馏效应的过程敏感示踪剂[20,21,22,23,24]。在硝化过程中，微生物优先氧化14N-NH4+，导致产生的NO3?中δ15N显著富集。同时，δ18O值显示出由氧原子来源决定的特征性过程特征（三分之二来自环境水，三分之一来自溶解氧）。反硝化选择性地减少14N-NO3?，导致剩余NO3?的δ15N和δ18O值同时增加，而吸收作用则导致生物可利用δ15N的正向变化。双硝酸盐同位素已成为识别硝酸盐来源和转化过程的有效工具，其与水化学分析的结合为解析复杂河流系统中的混合氮输入和生物地球化学途径提供了坚实的框架[25,26,27]。

作为亚洲最大的河流，长江支撑着超过4亿人的生计和社会经济发展。该流域面临着日益严重的NO3?污染压力[28,29,30,31]。以往基于同位素的研究已经探讨了长江流域的硝酸盐来源和转化过程，但大多数研究集中在特定的支流、水库段或特定时间条件下的主流。例如，张等人研究表明，在严格的环境监管下，长江的主要硝酸盐来源从粪便和污水转变为土壤氮，而硝化作用仍然普遍存在。与这些研究相比，本研究更加强调上游、中游和下游地区的流域尺度空间异质性，并进一步结合了δ15N-NH4+来更好地约束硝酸盐积累和转化机制[30]。作为全球代表性的大型河流系统，长江流域在硝酸盐生物地球化学循环研究中表现出独特特征：从上游到下游，水文地质条件和人类活动强度的变化导致了高度复杂的硝酸盐迁移和转化机制[32]。硝化、反硝化和吸收等过程受到多种环境因素（DO、pH、有机碳负荷）和人为干扰的共同影响[33,34,35,36]，因此需要精确分析。长江中氮转化过程对NO3?的相对影响可能在空间上有所不同；然而，现有研究主要集中在局部河段，覆盖整个上游-中游-下游连续体的系统同位素证据仍然缺乏。本研究结合多同位素技术和水化学分析，调查了长江流域的氮传输和转化情况。目标是（1）表征主要氮物种的空间分布；（2）识别控制硝酸盐转化和积累的主要过程。这些发现为控制和管理长江流域的氮污染提供了理论参考。

2. 材料与方法
2.1. 研究区域描述
长江流域位于中国中南部，大致介于东经90°33′–122°19′、北纬24°27′–35°54′之间。气候主要为亚热带季风气候，部分上游地区具有高原气候特征。年平均降水量在800至1600毫米之间，主要集中在夏季（5月至9月），占年降水总量的60–80%。这种降水常伴随暴雨，频繁引发洪水和积水事件。流域年平均气温在10°C至20°C之间，年平均日照时间为1000至2200小时，下游地区比上游地区享有更好的光照条件。年水资源总量约为9958亿立方米，占全国总量的35%以上，主要由地表水组成。流域内的主要作物表现出显著的区域差异。农业生产中常用的肥料包括尿素、复合肥料和钾肥。大规模耕作导致的非点源污染对流域的水环境质量构成了重大挑战。

长江通常以宜昌（湖北省）和湖口（江西省）为分界线，划分为上游、中游和下游三个部分，本研究也遵循这一传统划分。长江流域包含多样的地形，包括高原、山脉、盆地和平原。上游地区主要是青藏高原和横断山脉，海拔超过3000米，地形陡峭。中游地区包括四川盆地和江汉平原，海拔低于500米，坡度相对平缓。下游地区是典型的冲积平原——长江三角洲。主要支流有雅砻江、岷江、嘉陵江、乌江、沅江、湘江、汉江和赣江。不同流域段受到人类活动的不同影响。上游地区因水电开发和矿产开采而面临局部生态破坏和污染。中游地区受到农业集约化和湖泊围垦导致的水体富营养化和湿地退化的影响。下游地区，特别是长江三角洲，由于工业废水和生活污水排放而受到明显的点源污染，这得益于高工业密度和庞大的人口。

2.2. 野外采样和预处理
为了获得能够代表长江流域水文和环境异质性的样本，采样点根据河流位置（上游、中游和下游）、水体类型（主干流、支流或水文连接的湖泊）、土地利用特征以及人为影响程度进行选择。采样于2023年3月至4月在整个长江流域进行，从上游到下游，涵盖了14个省份的主干流、主要支流和湖泊。包括湖泊样本是因为本研究旨在将长江流域视为一个综合的河流-湖泊系统来研究氮的传输和转化。纳入湖泊样本的目的是为了捕捉流域尺度的空间异质性，而不是暗示湖泊和河水在动力上具有等同性。共收集了84个样本（图1），其中上游30个，中游23个，下游21个。每个采样点采集了三个平行样本。样本数量的设计旨在通过包括主干流、主要支流和上下游的湖泊，提供长江流域的代表性空间覆盖。这84个样本涵盖了不同水文条件和土地利用模式的区域，从而能够在保持采样可行性和分析一致性的同时，进行流域尺度的氮浓度和同位素特征比较。

图1. 研究区域地图，显示了水样采集点。水样通过0.22 μm醋酸酯膜过滤以去除悬浮颗粒物，然后转移到高密度聚乙烯（HDPE）瓶中。水的物理化学参数（pH、水温、溶解氧（DO）使用POSESEL ODEON多参数水质分析仪（PONSEL，Caudan，法国）在现场测量。这些瓶子用超纯水预处理后，运输到实验室并密封保存。用于δ15N-NO3?和δ18O-NO3?测试的样本储存在-20°C下，以防止生物过程引起的同位素分馏[37,38]。对于硝酸盐同位素分析，额外处理了500毫升过滤水，使用阴离子交换树脂浓缩硝酸盐。通过BaCl2沉淀、阳离子交换处理和Ag2O纯化依次去除潜在干扰。纯化的硝酸盐随后转化为AgNO3，冷冻干燥后进行同位素质谱（IRMS）分析[39]。

2.3. 样品分析
本研究的质保证量和质量控制（QA/QC）包括程序空白样品、重复样品、水化学参数的三次测量以及在整个分析过程中使用参考标准的验证。对于水化学测量，每个样本进行三次测量以评估分析精度，“±0.01 mg/L”值指的是重复浓度测量之间的一致性。使用参考标准验证分析精度，而分析不确定性则基于重复测定的结果以及标准和空白样品的表现进行评估。NH4+浓度使用Nessler试剂法测定。水样中的总氮（TN）在120–124°C下通过紫外分光光度法测定。分析方法遵循中国国家标准GB 11894-89。样品的同位素比率以千分之一（‰）表示，相对于相应的国际标准。该值的计算公式为：δsample (‰) = [(Rsample ? Rstandard)/Rstandard] × 1000，其中Rsample和Rstandard分别表示样品和标准样品中氢、氮和氧同位素的丰度比，表示为2H/1H、15N/14N和18O/16O。水样中的氢和氧同位素在中国科学院地球环境研究所黄土与第四纪地质国家重点实验室使用L2130-I激光液体水同位素分析仪（Picarro, Inc., Santa Clara, CA, USA）进行测量。分析精度为δ18O-H2O ±0.1‰，δD ±0.5‰。δ15N-NO3?和δ18O-NO3?的测量在中国自然资源部第三海洋研究所使用热催化元素分析仪（TC/EA）与连续流同位素质谱仪（Finnigan Delta V Plus, Bremen, Germany）进行。校准使用国际公认的标准USGS34、USGS35和IAEA-N3以及实验室标准物质KNO3。经过多次校准后，δ15N-NO3?的精度优于±0.2‰，δ18O-NO3?的精度优于±1‰[40]。水样中的δ15N-NH4+值使用酸化圆盘扩散法测定。水样的pH值调整至8–9，将溶解的NH4+转化为NH3，然后吸附到酸化的石英圆盘上。随后向石英圆盘添加1–2毫升H2SO4（1.0 mol/L），然后将圆盘包裹在疏水多孔膜中[41]。石英涂层（NH4）2SO4的δ15N-NH4+值是使用元素分析仪-同位素比值质谱仪（EA-IRMS；Flash EA 2000，Thermo Fisher Scientific，美国马萨诸塞州沃尔瑟姆）测定的，精度为±0.4‰。潜在的异常值通过与现场记录和QA/QC结果进行比对来检查，包括重复性一致性和标准性能。统计分析和图表制作使用OriginPro 2025（OriginLab Corporation，美国马萨诸塞州北安普顿）完成。

3. 结果与讨论
3.1. 不同形式氮的空间分布特征
图2展示了长江上游、中游和下游地表水中各种氮化合物的浓度范围和分布特征。平均总氮（TN）浓度如下：下游（2.99 mg/L）> 上游（1.78 mg/L）> 中游（1.17 mg/L）。平均NO3?浓度为：下游（2.86 mg/L）> 上游（1.83 mg/L）> 中游（1.75 mg/L）。平均NH4+浓度为：中游（0.42 mg/L）> 上游（0.29 mg/L）> 下游（0.25 mg/L）。在上游、中游和下游区域中，只有下游的平均TN浓度超过了中国《地表水环境质量标准》（GB 3838-2002）规定的限值（2 mg/L），而上游和中游的值均保持在规定的范围内。表1展示了上游、中游和下游区域的TN、NO3?和NH4+以及主要同位素参数的汇总统计。这些结果表明，溶解无机氮（DIN），主要由NO3?和NH4+表示，是长江中氮污染的主要形式。

图2. 长江流域地表水中不同氮形式的空间分布和浓度范围：(a) TN浓度；(b) NH4+浓度；(c) NO3?浓度。作为参考，根据GB 3838-2002标准，湖泊和水库中总氮（TN，以N表示）的阈值分别为III类1.0 mg/L、IV类1.5 mg/L和V类2.0 mg/L。n = 84。

表1. 长江流域上游、中游和下游区域主要水化学和同位素参数的汇总统计。
单因素方差分析（ANOVA）的结果显示，上游、中游和下游区域之间的NO3?浓度存在显著的空间差异（F = 12.47，p < 0.001）。这一发现表明，局部气候条件和人类活动显著影响了整个流域氮负荷的空间变化。成对比较显示，不同区域之间的NO3?浓度存在显著差异（p < 0.05）。如图1所示，流域内的土地利用模式各不相同。上游区域以自然生态系统和相对有限的农业用地为特征，但与山谷农业、生活污水和工业活动相关的局部输入仍可能导致NO3?浓度的显著空间异质性。相比之下，下游区域包括主要的城市聚集区和密集的农业区，表现出最高的NO3?浓度，反映了较强的人为氮输入。这些地区大量施用氮肥促进了土壤中的硝化作用，将肥料中的氮转化为NO3?，随后通过地表径流和地下水渗入河流系统。此外，在穿越主要城市中心的位置和靠近排放口的地方通常观察到浓度峰值。采样点37记录了流域内最高的NO3?浓度，为8.14 mg/L。该站点位于四川省乐山市附近，受到来自成都、眉山和乐山等城市的生活污水和工业废水的影响。河流通道中有机氮和氨氮的快速硝化可能是导致这种浓度显著增加的原因[42,43]。

上游区域NO3?浓度表现出明显的空间变异性，变异系数（CV）约为76%。该地区的复杂地形导致河流流速和流量出现显著变化，从而影响了污染物的稀释和扩散。农业和畜牧业活动主要集中在河流流域，氮污染通过降雨径流间歇性地进入河流。这种不连续的输入模式导致水中氮浓度出现显著波动[3]。中游区域的平均NO3?浓度最低，但变化相对较小，变异系数约为25%。中游区域的一个核心区域是湖南省的洞庭湖盆地，这是中国重要的商品粮生产基地，以广泛的农业活动为特征。氮污染的主要来源是与农业施肥相关的非点源污染。人类活动的强度表现出连续且相对均匀的空间分布。这种广泛的污染输入模式导致该地区河流中的氮负荷适中且相对一致。此外，中游区域拥有整个流域中最广泛的河流网络和湖泊系统。频繁的水流交换阻碍了局部浓度峰值的形成，从而赋予中游区域对进入长江的氮负荷具有强大的缓冲能力[44]。

3.2. 基于多同位素示踪剂的NO3?转化机制分析
3.2.1. 硝化作用
自然水体中的氮转化是一个复杂的生物地球化学过程，具有内在的不稳定性。氮循环受多种生物地球化学过程的控制，包括硝化、反硝化、矿化和同化，并常伴随复杂的同位素分馏。这些过程可以改变NO3?的初始同位素组成[38,45,46]。这些过程伴随着显著且独特的同位素分馏效应，使得双氮（δ15N）和氧（δ18O）同位素成为阐明氮转化机制的宝贵示踪剂。
硝化作用是指在充足氧气存在下，微生物将铵（NH4+）氧化为硝酸盐（NO3?）的过程。这一途径对于河流生态系统中的NO3?生成至关重要。该过程始于氨氧化细菌（AOB）将NH4+转化为亚硝酸盐（NO2?）[26]：
2NH4+ + 3O2 → 2NO2? + 4H+ + 2H2O (1)
随后亚硝酸盐氧化细菌（NOB）将NO2?氧化为NO3?：
2NO2? + O2 → 2NO3? (2)
在硝化过程中，微生物优先利用轻质同位素（14N和16O），这可能导致残留的NH4+和生成的NO3?中重质同位素（15N和18O）相对富集。硝化作用的一个关键同位素特征是NO3?中氧原子的来源。先前的研究表明，δ18O-NO3?可以解释为来自O2的一个氧原子和来自H2O的两个氧原子的组合，其中大气中的O2的δ18O值为+23.5‰。在硝化过程中，合成NO3?中的三分之一的氧原子来自O2，而三分之二来自H2O，如方程（3）所述[25]：
δ18O-NO3? = 2/3δ18O-H2O + 1/3δ18Oair (3)
氧原子交换表明，大气中的氧可能只占NO3?中氧原子的六分之一以下，而其余五分之六来自H2O[47]。另一种理论公式为方程（4）：
δ18O-NO3? = 5/6δ18O-H2O + 1/6δ18Oair (4)
图3中的三条虚线参考线代表了在不同氧源假设下硝酸盐形成的理论路径。一条线对应于硝酸盐氧完全来自溶解O2的极端情况（δ18O-NO3? = δ18O-O2），另外两条线分别对应于根据方程（3）和（4）的混合氧结合情况。因此，落在这些理论路径内或附近的样本可以解释为主要由硝化作用主导的硝酸盐生成。长江水样的δ18O-H2O值范围从?16.18‰到?3.80‰。因此，通过硝化作用产生的理论δ18O-NO3?值应在?2.95‰到+5.30‰之间。对所有84个样本测量的δ18O-NO3?值进行统计分析后，其范围为?5.20‰到+12.78‰。大多数样本位于或非常接近这一理论范围内（图3），表明硝化作用是长江中NO3?形成的主要途径。其余样本中观察到的较高δ18O-NO3?值可能反映了涉及硝化中间产物NO2?和水分子的额外氧结合和同位素交换的复杂性[25,48]。

图3. 长江流域上游、中游和下游区域水样中δ18O-H2O和δ18O-NO3?值的比较。灰色阴影区域代表由方程（3）和（4）界定的硝化作用产生的硝酸盐的理论区间。n = 84。河流系统中的硝化作用通常在氧化条件下进行，并且常常伴随着相对较低的NH4+浓度，因为当氧气充足时NH4+可以迅速被氧化。如图4a所示，大多数样本的NH4+浓度较低（<1.0 mg/L），而溶解氧（DO）含量较高，全流域平均值为9.78 ± 2.46 mg/L，这与有利于硝化作用的条件一致[49]。此外，pH值范围为6.46到8.57，大多数样本落在或接近硝化微生物的最佳范围（6.5–8.0）[50]。这些水化学特征表明，流域大部分地区的环境条件有利于硝化作用。图4b显示，在观察到的氧化范围内NO3?始终存在，表明硝酸盐能够在一般氧气充足的条件下持续存在。然而，数据的散布也表明，溶解氧本身并不能完全决定NO3?浓度，氮源的空间异质性和局部氮转化过程也对观察到的模式有所贡献。图5提供了补充水化学观察结果的同位素证据。δ15N-NO3?和δ15N-NH4+之间的显著正相关关系（R2 = 0.72，p < 0.01）表明，在大多数样本中NH4+的氧化与NO3?的生成密切相关，这与硝化过程中的同位素行为一致。然而，这种关系并非在所有区域都同样强烈。一些样本偏离了整个流域的趋势，表明NH4+和NO3?之间的耦合可能受到源异质性和局部氮转化过程的空间变异性的影响。因此，认为硝化作用是主导过程的结论应理解为一种由水化学条件和同位素证据共同支持的全流域范围的模式，而不是在每个采样点都以相同程度发生的空间均匀过程。

图4. 研究区域内溶解氧与氮化合物之间的关系：(a) DO与NH4+浓度之间的关系；(b) DO与NO3?浓度之间的关系。
图5. 研究区域内δ15N-NO3?和δ15N-NH4+之间的关系。不同的线条代表不同样本组的相应线性回归拟合。
图6. 长江流域地表水中δ15N-NH4+的组成。研究表明，城市生活污水中的δ15N-NH4+值范围为+10‰到+20‰，而化学肥料中的δ15N-NH4+值低于5‰，土壤有机物中的δ15N-NH4+值范围为3‰到20‰[51,52]。中游和下游区域的δ15N-NH4+值位于与污水和牲畜粪便相关的范围内，表明这些是NH4+的主要来源。在上游区域，δ15N-NH4+值主要与肥料和土壤有机物的范围一致，表明肥料是NH4+的主要贡献者。总体而言，来自城市生活污水、肥料和土壤有机物的NH4+的硝化作用是主要的氮转化过程。

3.2.2. 反硝化作用
反硝化作用是指在缺氧条件下，兼性厌氧微生物利用NO3?作为最终电子受体，逐步将其还原为氮气（N2）的过程。这一途径对于水生环境中硝酸盐的去除至关重要[54,55,56]。该过程包括以下反应：
4NO3? + 5C + 2H2O → 2N2 + 4HCO3? + CO2 (5)
14NO3? + 5FeS2 + 4H+ → 7N2 + 10SO42? + 5Fe2+ + 2H2O (6)
该过程表现出明显的动力学同位素分馏，因为微生物优先利用14N和16O。因此，15N和18O在残留的NO3?中逐渐富集。随着反应的进行，残留NO3?的δ15N和δ18O值显著增加，通常显示出正的相关富集关系，而NO3?的浓度则稳步下降。长江流域整体较高的平均DO浓度反映了高度氧化的水生环境。反硝化作用通常需要DO水平低于2 mg/L，因此本研究中观察到的高DO条件会抑制反硝化细菌的活性。研究表明，强烈的反硝化作用会导致NO3?浓度的降低，并且δ15N-NO3?与δ18O-NO3?之间存在显著的正相关关系。这两个参数之间的关系通常形成一条斜率在1.3到2.1之间的直线[57,58]。针对整个流域收集的样本，生成了NO3?和δ15N-NO3?与δ18O-NO3?的散点图（图7）。数据点表现出较大的分散性，并未显示出显著的正相关（R2 = 0.15，p > 0.05）。这表明，在活跃的反硝化作用下预期的同位素共富集模式在流域尺度上并未一致体现。因此，反硝化作用不太可能是控制整个流域NO3?同位素组成的主导过程。然而，缺乏显著的整体相关性并不一定意味着反硝化作用完全不存在；相反，它表明任何反硝化信号在空间上都是有限的，且不足以掩盖源混合和其他同时发生的氮转化过程的影响。图7显示了研究区域内NO3?浓度与硝酸盐同位素组成之间的关系：(a) NO3?浓度与δ18O-NO3?之间的关系；(b) NO3?浓度与δ15N-NO3?之间的关系。此外，经典的瑞利分馏方程可用于估算反硝化程度并计算同位素富集因子（ε）[25]。瑞利分馏模型表示为方程（7）：δ15Nresidual = δ15Ninitial + ε?ln(f) （7）其中δ15Nresidual代表残余硝酸盐的测量δ15N值（‰），δ15Ninitial代表反硝化之前的硝酸盐初始δ15N值（‰），ε表示同位素富集因子（‰），f表示残余硝酸盐的比例，定义为f = C/C0，C代表当前浓度，C0代表初始浓度。如果反硝化是影响流域内NO3?同位素组成的关键过程，数据点应显示出显著负相关趋势[25]。如图8b所示，在流域尺度上，δ15N-NO3?与ln(NO3?)之间没有统计学上的显著相关性（R2 = 0.08，p > 0.05），数据点分布广泛，表明没有明显的整体趋势。这一观察进一步表明反硝化作用不是控制整个流域NO3?转化的主要机制。图8显示了研究区域内硝酸盐同位素指标之间的关系：(a) δ18O-NO3?与δ15N-NO3?之间的关系；(b) δ15N-NO3?与ln(NO3?)之间的关系。在图(a)中，两条虚线表示基于δ15N-NO3?与δ18O-NO3?之间报告的富集关系得出的理论反硝化相关共富集范围。然而，也必须承认局部反硝化的存在。例如，在采样点1–23之间，溶解氧（DO）值相对较低（大约7.5 mg/L），图8a中的一些样本显示出较高的δ15N-NO3?和δ18O-NO3?值。尽管这种模式不构成明显的流域尺度共富集趋势，但它可能反映了少数地点的局部反硝化信号。在湖泊站点76–84，由于水体流动性受限，底层或沉积物-水界面可能存在微缺氧条件，同位素数据进一步表明可能存在较弱的反硝化信号。因此，长江流域内的反硝化作用表现出显著的空间异质性。虽然在氧化水域（如主干流和大多数支流）中其影响较小，但在局部水力滞留区或沉积物界面仍可能发生不同程度的反硝化作用——这些现象值得关注。

3.3. 其他涉及NO3?的生物地球化学过程
浮游植物和水生植物对溶解无机氮的吸收是一个关键过程。在此过程中，浮游植物吸收溶解的无机氮（NH4+和NO3?）并将其纳入生物量中。这一过程表现出类似于反硝化的同位素分馏效应，因为它优先吸收14N和16O，从而增加了残余NO3?的δ15N和δ18O值[59]。然而，与反硝化不同，吸收过程对氮和氧的分馏程度相当，导致δ15N-NO3?和δ18O-NO3?的共富集斜率接近1:1。相比之下，图8a中δ15N-NO3?和δ18O-NO3?的富集趋势并未表现出这种共富集模式[60]。这种现象的发生是因为，在水体中NH4+充足的情况下，浮游植物由于吸收NH4+所需的能量较低而优先选择吸收NH4+。尽管NH4+的浓度显著低于NO3?，但可用的NH4+仍足以支持某些浮游植物的生长需求，从而抑制了NO3?的吸收。此外，中游地区的强烈硝化作用持续产生低δ15N和δ18O值的NO3?。这种持续的输入掩盖并稀释了吸收过程可能产生的任何微妙同位素富集信号。

4. 结论
本研究通过将NO3?同位素与水化学分析相结合，系统地阐明了长江流域地表水中NO3?的迁移、转化和积累机制。研究结果表明，溶解无机氮（DIN）是该流域氮污染的主要形式。硝酸盐浓度表现出显著的空间变异性，反映了多样的来源和复杂的控制因素。同位素证据进一步表明，在通常氧化条件下硝化作用占主导地位是硝酸盐能够在整个流域中持续存在和积累的关键原因，而反硝化作用在流域尺度上的作用似乎有限。这一解释还得到了δ15N-NO3?与ln(NO3?)之间缺乏显著相关性的支持，尽管在局部水文停滞区域仍可能发生弱反硝化作用。此外，人类活动向河流-湖泊系统输入的大量铵盐主要被浮游植物吸收，这不仅降低了通过生物吸收途径去除NO3?的效率，还影响了其同位素组成。这些发现表明，长江流域的氮管理应更加重视控制溶解无机氮的输入，特别是与城市污水、牲畜粪便和农业活动相关的NH4+和NO3?来源。特别是，应针对不同地区采取差异化的源头控制策略，上游地区应更加关注农业和土壤来源的氮，而下游地区则应重点关注污水和人类活动相关的氮输入，因为这些地区的硝酸盐积累更为明显。