实验中，水浴浓缩回收率为99.8%～100%，蒸馏还原回收率为97.5%～99.9%，同位素测试误差小于0.2‰.

　　3 结果与分析

　　3.1 检测结果

　　样品无机氮的赋存形态及其同位素指标分析结果如表 1所示.各样品NO2--N均低于检测限(0.03 mg · L-1)，未列出;沉积物孔隙水可取得氮含量过低，未检测其氮同位素.

表1 样品无机氮与同位素值

　　3.2 氮赋存形态时空分布特征分析

　　河湖水体无机氮各赋存形态浓度分布如图 2所示.由图 2、表 1分析可知，入湖河流NO3--N浓度为0.18～4.23 mg · L-1，3月NO3--N浓度高于6月;NH4+-N浓度为0.54～4.36 mg · L-1，3月NH4+-N浓度分布范围与6月基本一致.入湖河流无机氮的主要形态为NO3--N与NH4+-N.

 图2 河湖无机氮浓度(图中R为河水样、L为湖水样)

　　太湖西部湖区NO3--N浓度为0.99～4.43 mg · L-1，3月NO3--N浓度高于6月;NH4+-N浓度为0.13～0.65 mg · L-1，3月NH4+-N浓度高于6月.西部湖区无机氮以NO3--N为主，3月、6月NO3--N浓度分布范围基本与入湖河流一致，NH4+-N浓度均低于入湖河流.

　　西部湖区沉积物孔隙水无机氮各赋存形态浓度分布如图 3所示.由图 3、表 1分析可知，孔隙水NO3--N浓度为0.07～0.49 mg · L-1，低于上覆水体.NH4+-N浓度为1.16～10.61 mg · L-1，高于上覆水体.孔隙水无机氮以NH4+-N为主，其NO3--N与NH4+-N浓度均表现为6月高于3月.

 图3 湖区沉积物孔隙水无机氮浓度

　　西部湖区沉积物吸附态无机氮各赋存形态含量分布如图 4所示.由图 4、表 1分析可知，湖区沉积物吸附态NO3--N含量为13.77～24.97 mg · kg-1，NH4+-N含量为18.20～35.70 mg · kg-1.3月、6月沉积物吸附态无机氮均表现为NH4+-N含量高于NO3--N.NO3--N与NH4+-N含量均表现为6月高于3月.

图4 湖区沉积物吸附态无机氮含量

　　3.3 氮同位素特征分析

　　入湖河流、太湖西部湖区及其沉积物吸附态δ15N-NO3-分布特征如图 5所示.由图 5、表 1分析可知：入湖河流水体δ15N-NO3-为-5.19‰～13.90‰，均值为2.52‰，中值为2.70‰，样品δ15N-NO3-值中有58%小于4‰，有21%为4‰～8‰，21%为8‰～20‰，其中，3月δ15N-NO3-值低于6月;西部湖区水体δ15N-NO3-为-2.10‰～14.70‰，均值为5.29‰，中值为4.19‰，样品δ15N-NO3-值中有50%小于4‰，5%为4‰～8‰，45%为8‰～20‰，其中，3月δ15N-NO3-值低于6月;西部湖区沉积物吸附态δ15N-NO3-为0.86‰～23.00‰，其中，3月δ15N-NO3-值低于6月.3月与6月均表现为湖区水体δ15N-NO3-值总体高于河流水体，低于湖区沉积物.

 图5 各水体与沉积物δ¹⁵N-NO₃^-(图中R为河水样、L为湖水样、S为沉积物样)

　　3月与6月入湖河流、太湖西部湖区及其沉积物吸附态δ15N-NH4+分布特征如图 6所示.由图分析可知，入湖河流水体δ15N-NH4+为0.18‰～29.92‰(n=23)，均值为18.64‰，中值为19.00‰.西部湖区水体δ15N-NH4+为0.69‰～43.06‰(n=19)，均值为24.33‰，中值为31.20‰.西部湖区沉积物吸附态δ15N-NH4+为0.41‰～17.35‰(n=19)，均值为10.77‰，中值为11.20‰.

图6 各水体与沉积物δ¹⁵N-NH₄⁺

　　4 讨论

　　4.1 河湖水体无机氮来源解析

　　地表水中的氮一般来源于生活污水、动物排泄物、农业化肥、土壤有机氮及雨水等，本研究对枯水期(3月)及丰水期(6月)δ15N的分析如下.

　　根据图 5各水体δ15N-NO3-统计特征分析可知，3月，河、湖水体δ15N-NO3-较低，入湖河流水体δ15N-NO3-范围为-5.19‰～3.90‰，其中，11个样品δ15N-NO3-小于2‰，表明入湖河流的NO3--N主要源于农用化肥，并可能存在少量矿化的土壤有机氮(点R2)输入.同期，西部湖区水体δ15N-NO3-范围为-2.10‰～-0.78‰，与河流水体δ15N-NO3-相近，显示了农用化肥的影响.湖区水体δ15N-NO3-范围略高于河流水体，可能受分馏作用影响，具体讨论见4.2节.6月，入湖河流水体δ15N-NO3-范围为2.66‰～13.90‰，高于3月，表明河流水体的NO3--N主要源于矿化的土壤有机氮与生活污水，并可能存在少量的农用化肥(点R9、R10)输入.同期，湖区水体δ15N-NO3-范围为7.59‰～14.70‰，稍高于河流水体，可能受分馏作用影响，具体讨论见4.2节.

　　根据水文信息资料分析，南溪河3月与6月的月均流量分别为20.1 m3 · s-1与23.0 m3 · s-1，月降雨量分别为72.1 mm与133.3 mm.有研究表明，由于粪污溢流及城市径流使得雨季的降雨携带更多的生活废污进入河流，造成生活污水为夏季河流水体中含氮物质的一种主要来源.根据相关文献，太湖地区冬、春季小麦及夏、秋季水稻种植方式存在差异，小麦为疏水种植，水稻为保水种植，导致农田氮素在麦季相对于稻季更易流失，而枯季地下水对河网水系的补给，增加了地下水中NO3--N对河流水系的输入.

　　根据图 6各水体与沉积物δ15N-NH4+统计特征分析可知，3月与6月，入湖河流水体δ15N-NH4+值集中分布于15‰～22‰，根据研究区域潜在氮污染来源及其δ15N-NH4+值范围可以初步判断，生活污水是河流水体NH4+-N的主要来源.西部湖区沉积物吸附态δ15N-NH4+值较低，可能受沉积物内有机氮矿化的影响.受氮的生物地球化学过程中的分馏作用影响，西部湖区水体δ15N-NH4+范围相对较宽，具体讨论见4.2节.

　　有研究表明，环境水体中δ15N-NH4+相对于δ15N-NO3-更易于受到生物化学过程影响，产生一定程度的分馏作用.但由于河流水体水力停留时间短，受到生物化学过程的影响有限，δ15N-NH4+仍可用于判断其来源.

　　4.2 氮污染转化途径辨识

　　湖区水体水力停留时间较长，有利于生物化学过程进行，其同位素值常包含来源与转化的双重信息.通过河流水体、湖区水体及湖区沉积物的同位素特征对比，可获取湖区所发生的生物化学过程信息.

　　有研究表明，一定条件下，NH4+的挥发作用与硝化作用会使得残余物质中富集15N，即δ15N-NH4+值升高.由图 5与图 6水体与沉积物的δ15N统计特征分析可知，西部湖区上覆水δ15N-NH4+高于入湖河流水体，湖区水体NH4+-N浓度低于入湖河流，NO3--N浓度略高于入湖河流，由此可以判别湖区发生了较显著的硝化作用.同时，湖区水体δ15N-NO3-高于入湖河流水体(图 5)，可能由于上覆水中15N富集的NH4+经硝化作用产生了较高的δ15N值的NO3-.

　　沉积物内为厌氧环境，有利于发生反硝化作用，不利于发生硝化作用.湖区沉积物中有机氮可矿化为NH4+，由图 2与图 3可知，孔隙水中NH4+-N浓度高于上覆水，则有机氮矿化所得NH4+易于向上迁移至上覆水中;而湖区上覆水NO3--N浓度高于孔隙水，NO3-易于由上覆水迁移至沉积物.由图 5沉积物δ15N-NO3-统计分析可知，沉积物中δ15N-NO3-高于上覆水，表征了上覆水中NO3-迁移至沉积物中发生了反硝化作用，使得沉积物中残余的NO3-富集15N.

　　由图 5各水体与沉积物δ15N-NO3-统计特征分析可知，3月与6月西部湖区上覆水中δ15N-NO3-均高于河流水体，低于沉积物，因而推测湖区上覆水体中的硝化作用与沉积物中的反硝化作用是持续的.

　　5 结论

　　1)太湖西部入湖河流水体无机氮主要形态为NO3--N与NH4+-N，西部湖区上覆水体无机氮主要形态为NO3--N，相对应的湖区沉积物孔隙水无机氮主要形态为NH4+-N.

　　2)太湖西部南河入湖水系，枯水期入湖河流的δ15N-NO3-值域为-5.19‰～3.90‰，其中，91.7%的样品值小于2‰，说明其NO3--N主要源于农用化肥，并可能存在少量矿化的土壤有机氮;丰水期河流水体的δ15N-NO3-值域为2.66‰～13.90‰，其中，83.3%的样品值大于4‰，说明其NO3--N主要来源于矿化的土壤有机氮与生活污水，并可能存在少量的农用化肥输入;在枯水及丰水两期，δ15N-NH4+值集中分布于15‰～22‰，说明入湖河流水体的NH4+-N主要来源于生活污水.研究区域麦季疏水种植及稻季保水种植的方式，进一步印证了区域枯水、丰水两期氮污染来源的差异.

　　3)太湖西部湖区上覆水δ15N-NH4+高于入湖河流水体，湖区水体NH4+-N浓度低于入湖河流，NO3--N浓度略高于入湖河流，表明湖区发生了较显著的硝化作用，NH4+-N发生分馏富集了15N.同时，湖区水体δ15N-NO3-高于入湖河流水体，可能是上覆水中发生了硝化作用，高δ15N值的NH4+产生了较高δ15N值的NO3-.

　　4)太湖西部湖区沉积物中δ15N-NO3-高于上覆水，表明沉积物内发生了反硝化作用，残余的NO3-富集了15N;沉积物中δ15N-NH4+值域符合矿化有机氮来源特征，表明沉积物内发生了有机氮矿化.同时，沉积物内的厌氧环境使NH4+-N难以转化，因而使孔隙水NH4+-N浓度高于上覆水.