丁京濤，席北斗，許其功，高如泰，盧 義，黃 健，劉鴻亮

(1:北京師范大學(xué)環(huán)境學(xué)院，北京 100875)

(2:中國環(huán)境科學(xué)研究院，北京 100012)

(3:重慶交通大學(xué)河海學(xué)院，重慶 400000)

水體中硝酸鹽(NO3-)污染可導(dǎo)致水體富營養(yǎng)化并嚴(yán)重威脅飲用水安全.世界范圍內(nèi)的河流中接近70%的氮是溶解性有機(jī)氮(DON)，而但其生物可利用度只有2% ～16%，硝酸鹽是進(jìn)入水環(huán)境中無機(jī)氮的主要成分，可被生物迅速利用[1].盡管世界上許多地區(qū)實施了諸多的水污染控制措施，如歐盟針對農(nóng)業(yè)源硝酸鹽污染制訂了詳細(xì)的水體硝酸鹽污染削減指令[2]，但水體中硝酸鹽濃度仍然呈不斷上升的趨勢[3]，硝酸鹽污染已成為全球面臨的主要水環(huán)境問題之一[4-5].

為了有效控制水體中硝酸鹽污染，識別其來源并估算不同源的污染負(fù)荷是實施各種污染控制措施的基礎(chǔ)工作.目前通常采用統(tǒng)計學(xué)手段估算污染物從陸域遷移至水域的量[6].但水體中硝酸鹽與其它營養(yǎng)物質(zhì)類似，其來源及遷移轉(zhuǎn)化過程非常復(fù)雜，不同源受到處理工藝、降水、地形、水文條件等諸多因素的影響，尤其是非點源污染具有的分散性、隱蔽性、隨機(jī)性、不易監(jiān)測和難以量化等特征[7]，使得“陸域到水域”的污染物負(fù)荷統(tǒng)計學(xué)估算手段工作量大，并存在很多不確定因素，例如流域或水體中的反硝化作用發(fā)生的范圍及對硝酸鹽的去除程度[8].

自從1971年Kohl 等[9]首次利用硝酸鹽氮同位素(15N)評估農(nóng)田化肥對河流中硝酸鹽污染的影響以來，穩(wěn)定同位素作為一種有效的示蹤技術(shù)在識別地表水中硝酸鹽的來源及遷移轉(zhuǎn)化過程中得到了廣泛的應(yīng)用[10-13].雖然不同來源的硝酸鹽往往具有不同的氮(N)、氧(O)同位素組成，但是硝酸鹽在遷移轉(zhuǎn)化過程中，影響同位素分餾的因素復(fù)雜，其N、O 同位素值會因為許多物理、化學(xué)和生物作用而發(fā)生改變，加之季節(jié)交替引起的流域和水體溫度及水文特征的變化，使得穩(wěn)定同位素技術(shù)在硝酸鹽示源、硝化和反硝化過程研究中存在許多不確定因素.即便如此，國外研究者開展了許多研究，包括采樣時間和采樣方法的優(yōu)化、將同位素技術(shù)與流域水文資料、水質(zhì)理化指標(biāo)和土地利用數(shù)據(jù)等聯(lián)合起來分析等多種手段，以減少穩(wěn)定同位素技術(shù)在應(yīng)用中的不確定性，取得了較好的研究成果.本文總結(jié)了地表水中硝酸鹽N、O 穩(wěn)定同位素技術(shù)在不同類型流域地表水中硝酸鹽來源的識別、硝酸鹽在流域和河流中遷移轉(zhuǎn)化特征等方面的研究方法及存在的問題，并對該技術(shù)的發(fā)展進(jìn)行了展望.

1 硝酸鹽N、O同位素特征及其影響因素

1.1 不同來源硝酸鹽N、O同位素組成

一般采用δ 表示硝酸鹽中N、O 同位素的相對比值，即樣品的同位素比值相對于參照標(biāo)準(zhǔn)的同位素比值的千分偏差(公式(1)).δ 為正值，說明樣品較參照標(biāo)準(zhǔn)富集同位素，反之則說明樣品較參照標(biāo)準(zhǔn)貧化同位素.

式中，R 為同位素比值，即元素的重同位素原子豐度與輕同位素原子豐度之比;15N、18O 的R 分別表示為15N/14N、18O/16O;standard 為參照標(biāo)準(zhǔn).N 同位素參照標(biāo)準(zhǔn)是標(biāo)準(zhǔn)大氣(AIR)，O 同位素參照標(biāo)準(zhǔn)是維也納標(biāo)準(zhǔn)平均海水(Vienna Standard Mean Oceanic Water，V-SMOW).

一般來說，地球系統(tǒng)中的δ15N 值為-50‰～100‰，大多數(shù)含氮物質(zhì)的δ15N 值集中于-10‰～20‰[14].土壤硝酸鹽δ15N 值在0‰～8‰之間[15];大氣中由于復(fù)雜的化學(xué)反應(yīng)和不同N 源的輸入，大氣降水中δ15N值浮動較大，處于-13‰ ～13‰之間[16];大多數(shù)硝態(tài)氮肥是空氣中氮氣固定的產(chǎn)物，其 δ15N 值在-1‰ ～2‰之間[17-18]，而有機(jī)肥具有更高的δ15N 值，這是由于動物位于食物鏈較高級別，加之其排泄物中的氮同位素會在存儲和處理過程中發(fā)生分餾作用，如NH3揮發(fā)會引起剩余的NH4+中富集15N，隨著硝化反應(yīng)的進(jìn)行，后續(xù)產(chǎn)生的NO3-中會逐漸富集15N[15]，因此動物糞便產(chǎn)生的硝酸鹽 δ15N 值較高，在 8‰ ～22‰之間[17];同理，人類生活污水也具有較高的δ15N 值，可高于10‰，若有工業(yè)來源或其它生活垃圾，可能會低于10‰[19]，而受生活污水影響的水生生態(tài)系統(tǒng)也明顯富集15N[18].

可見，各種來源的硝酸鹽δ15N 值存在重疊現(xiàn)象，單純使用15N 并不一定能夠有效地識別硝酸鹽來源，而硝酸鹽δ18O 值也是一種識別硝酸鹽來源的指標(biāo)[20]，可減少N 同位素在識別硝酸鹽來源時的不確定性[21-22].降水中硝酸鹽在形成過程中由于復(fù)雜的化學(xué)反應(yīng)，引起18O 同位素分餾[23]，硝酸鹽δ18O 值范圍較寬，在25‰～75‰之間，較大氣中的氧氣(δ18O 為23.5‰)富集18O[18];硝態(tài)氮肥中的氧元素主要來源于氧氣，其δ18O 值分布于 17‰ ～25‰之間[18].

目前，雙同位素法(dual isotope approach)，即同時分析NO3-中的15N 和18O 同位素組成，已被作為河流、海洋、湖泊水體和地下水中的NO3-來源識別的新技術(shù)手段在國外廣泛應(yīng)用[15，24-25].

1.2 影響硝酸鹽N、O同位素組成的因素

自然界中含氮物質(zhì)在遷移轉(zhuǎn)化過程中N、O 同位素會因為一系列物理、化學(xué)和生物反應(yīng)的影響而發(fā)生分餾，使得水環(huán)境中的硝酸鹽同位素組成并不能精確反映出來源的同位素組成.影響硝酸鹽同位素組成的因素包括硝化作用、反硝化作用、固氮作用、同化作用、礦化作用、揮發(fā)、吸附和解析作用等.

1.2.1 硝化作用 硝化作用指銨鹽在微生物作用下氧化為硝酸鹽的過程.微生物優(yōu)先利用14N，使得剩余的銨鹽中富集15N，富集因子在-29‰ ～-12‰之間[16]，隨著硝化作用的進(jìn)行，后續(xù)產(chǎn)生的硝酸鹽中會富集15N.在土壤中，一般認(rèn)為硝化反應(yīng)產(chǎn)生的硝酸鹽中2/3 氧原子來自于水，1/3 來自于O2，利用端元模型(公式(2))可以計算出硝化反應(yīng)產(chǎn)生的硝酸鹽δ18O 值的理論值，一般在-10‰～10‰之間，但自然條件下硝化反應(yīng)產(chǎn)生的硝酸鹽δ18O 值的實際值高于理論值5‰左右[16，26-27].

1.2.2 反硝化作用 影響硝酸鹽同位素組成的另外一個因素是微生物的反硝化作用.微生物優(yōu)先利用硝酸鹽中輕同位素14N、16O，轉(zhuǎn)化為N2、N2O，導(dǎo)致剩余的硝酸鹽中富集重同位素[12]，反硝化作用的N 同位素富集因子一般在-40‰ ～-5‰之間[28]，O 同位素富集因子在- 18‰ ～-8‰之間[21].反硝化引起的同位素分餾過程中，δ18O 與 δ15N 比值在 1 ∶1.3 到1∶2.1 之間 (圖1)[13，15-16，29-31].有研究表明，硝酸鹽 N、O 同位素組成特征可以反映土壤、含水層、污水處理系統(tǒng)和河岸帶的反硝化作用，但并不能明顯反映水體中沉積物厭氧層的反硝化作用導(dǎo)致的同位素分餾效應(yīng)[21，28，32-33].

圖 1 5 種硝酸鹽源的 δ15N、δ18O 值(據(jù)文獻(xiàn)[4，15]修改)Fig.1 δ15N and δ18O values of five potential nitrate sources (modified from Nestler et al[4] and Xue et al[15])

1.2.3 其它影響因素 氨揮發(fā)包括可逆反應(yīng)(溶液中 NH3和 NH4+之間、NH3的氣液相之間的揮發(fā))和不可逆反應(yīng)(擴(kuò)散損失)，都會導(dǎo)致NH4+富集15N[15];若水體中硝酸鹽濃度較高時，浮游植物的吸收可引起微弱的15N同位素富集[34];植物吸收利用銨鹽、硝酸鹽、亞硝酸鹽的同化過程能引起較大范圍的氮同位素分餾，范圍在-27‰ ～0‰[17]，理論上，同化吸收作用引起的 δ18O、δ15N 同位素分餾比率是1∶1[35];多種硝酸鹽源的混合可改變水體硝酸鹽δ18O 和δ15N 值，通?？筛鶕?jù)質(zhì)量平衡混合模型(公式(3))計算混合后的同位素值;生物固氮作用是很多氮限制水體(例如貧營養(yǎng)湖泊)中氮素的重要來源[36]，雖然固氮作用產(chǎn)生的含氮物質(zhì)中的δ15N 值接近于大氣N2的δ15N 值(0‰)[37-38]，但固氮生物及其產(chǎn)生的有機(jī)物質(zhì)最終會礦化和/或經(jīng)過硝化作用，從而間接影響硝酸鹽的濃度及δ15N 值[4，39];其它一些作用(礦化作用、吸附解析過程等)也可導(dǎo)致含氮物質(zhì)發(fā)生很小的同位素分餾作用[16].

2 不同類型流域地表水硝酸鹽來源的同位素識別方法

2.1 土地利用類型較為單一的流域

在以林地為主的流域，土壤含氮有機(jī)物質(zhì)硝化和降雨是硝酸鹽的主要來源.林地土壤自身的硝酸鹽δ15N值并沒有土壤有機(jī)氮中的高[40]，而土壤中腐殖質(zhì)富含15N，但一般被生物原位利用[41].許多研究表明，土壤中的硝化反應(yīng)是林地流域地表水中硝酸鹽的主要來源[23，42-43].Johannsen 等[44]利用公式(2)計算得到所研究河流水體中硝酸鹽δ18O 值為2‰，與實測值(0.4‰～2.3‰)相近，說明河流水體中硝酸鹽主要來源于流域土壤的硝化作用.Barnes 等[45]分析美國東北部5 個林地流域水體硝酸鹽N、O 同位素發(fā)現(xiàn)，河流中82% ～100%的硝酸鹽來源于土壤硝化反應(yīng).水體硝酸鹽濃度及同位素組成受溫度(影響微生物活性)和降雨量(影響硝酸鹽大氣沉降)的影響.大氣降水中大多數(shù)硝酸鹽會被林地截留、植物吸收、發(fā)生遷移和轉(zhuǎn)化[23]，使得河流中硝酸鹽δ15N 值比雨水中高5‰，而降雨中硝酸鹽由于同化吸收和硝化反應(yīng)等原因，使得δ18O 值降低[45].當(dāng)降雨量大時，濕沉降會是一個重要的來源[4].

在以農(nóng)業(yè)為主的流域，水體中硝酸鹽來源主要包括化肥及有機(jī)肥施用、大氣沉降、N2固定和土壤氮.有機(jī)肥和無機(jī)肥進(jìn)入土壤后，氮的輕同位素14N 較15N 優(yōu)先發(fā)生氨(NH3)揮發(fā)、植物吸收和反硝化作用，從而使得土壤中剩余的活性氮富集了15N，使得硝化反應(yīng)成為土壤淋溶液中硝酸鹽δ15N 明顯升高的主要原因[44，46].因此，農(nóng)田排水中硝酸鹽的δ15N 值并不能清楚地示源[47].而當(dāng)硝酸鹽源在土壤中受微生物和礦化等作用影響小，并且硝酸鹽能快速遷移出土壤時，或者當(dāng)土壤中微生物活性低時(如冬天溫度低的情況下)，在N、O同位素的分餾作用受到一定限制時，雙同位素法是一種有效的示源方法[1，4].

不同農(nóng)作物和施肥方式影響著農(nóng)田排水中硝酸鹽濃度及N、O 同位素值.Kellman[48]研究了不同農(nóng)作物和施肥種類對農(nóng)田暗管排水中硝酸鹽δ15N 的影響，發(fā)現(xiàn)施用無機(jī)肥的農(nóng)田排水中硝酸鹽的δ15N 值明顯低于施用有機(jī)肥(豬糞)的農(nóng)田排水中的δ15N，農(nóng)田排水中硝酸鹽的δ15N 值普遍高于氮肥的δ15N 值，說明存在分餾效應(yīng).Deutsch 等[1]發(fā)現(xiàn)農(nóng)田暗管排水中硝酸鹽的 δ15N、δ18O 值(δ15N =10.4‰、δ18O =4.7‰)與地下水中硝酸鹽的同位素值(δ15N=0.6‰、δ18O=1.4‰)和降水中硝酸鹽同位素值(δ15N =0.1‰、δ18O =51.7‰)有明顯的區(qū)別，當(dāng)匯入河流后，河水中硝酸鹽同位素值(δ15N =9.0‰、δ18O =6.0‰)與農(nóng)田暗管排水中的近似，利用混合模型計算得出河流中有86%的硝酸鹽來自于農(nóng)田暗管排水，地下水和降雨分別占到11%和3%.

2.2 受人類活動影響較大的混合流域

在受人類生產(chǎn)生活影響較大的混合流域，水體中硝酸鹽主要來自生活和生產(chǎn)污水、化肥及有機(jī)肥施用、土壤氮和大氣沉降.由于混合流域的污染源種類多，影響同位素分餾的因素復(fù)雜.國外研究者注重將同位素技術(shù)與流域水文資料、水質(zhì)理化指標(biāo)和土地利用數(shù)據(jù)等聯(lián)合起來分析流域及水體中硝酸鹽污染的時空變化特征.

2.2.1 與流域水文、降雨數(shù)據(jù)的聯(lián)合分析 河流水文特征與降雨事件、季節(jié)變化和水力停留時間有關(guān).基于降雨事件前后河流中硝酸鹽的δ18O 和δ15N 值，可以有效識別降雨直接進(jìn)入河流或通過地表徑流進(jìn)入河流的硝酸鹽負(fù)荷[31，49]，有時可以達(dá)到總負(fù)荷的67%[50];Kaushal 等[13]利用質(zhì)量平衡混合模型計算了降雨與廢水排放的硝酸鹽負(fù)荷比例，發(fā)現(xiàn)降雨事件中硝酸鹽負(fù)荷比例值變動較大.水文條件和溫度的季節(jié)變化影響著硝酸鹽濃度及其同位素組成，Johannsen 等[44]發(fā)現(xiàn)夏季河流中硝酸鹽δ15N、δ18O 值高于冬季，而冬季水體中硝酸鹽濃度高于夏季，這與夏季河流中微生物活性高和水生植物吸收利用強(qiáng)而引起的同位素分餾作用有關(guān)系.Chen 等[51]利用硝酸鹽δ15N、δ18O 值研究了太湖及其主要入湖河流中硝酸鹽的來源，發(fā)現(xiàn)夏季太湖水體中硝酸鹽主要來自大氣沉降與生活污水/有機(jī)肥，冬季北太湖主要來自污水和有機(jī)肥，東太湖主要來自土壤有機(jī)氮的硝化作用，并指出硝化作用是太湖水體硝酸鹽的重要來源.同樣，水力停留時間可以影響微生物和水生植物豐度，Kendall[16]指出當(dāng)水體硝酸鹽濃度較低、且微生物在水體中的滯留時間較短時，同位素分餾作用較小.同樣的結(jié)論得到了Johannsen 等[44]研究結(jié)果的證實.

2.2.2 與水質(zhì)理化指標(biāo)的聯(lián)合分析 當(dāng)硝酸鹽來源多樣時，可以將硝酸鹽δ15N、δ18O 值與其它同位素值及水質(zhì)理化指標(biāo)聯(lián)合分析識別硝酸鹽來源及源負(fù)荷.δ18O-H2O 是一種分析不同類型流域河流在基流和暴雨事件發(fā)生時降雨和水體硝酸鹽變化特征的有效手段[50]，并且可用于輔助分析水體中硝酸鹽的來源[52].δ11B 是區(qū)分動物糞肥(6.9‰～42.1‰)和化肥(8‰～17‰)的有效輔助指標(biāo)[15，53-54].Cl-不易發(fā)生物理、化學(xué)和生物反應(yīng)，是反映生活污水輸入和稀釋作用較好的指標(biāo)[55].Liu 等[55]、Koba 等[56]和 Chen 等[57]通過分析水體中NO3-/Cl-的摩爾比值可揭示水體的硝酸鹽主要來自于化肥還是來自于動物糞肥和污水輸入.Mayer 等[12]指出分析硝酸鹽濃度與硝酸鹽δ15N 值之間的關(guān)系，可以得到水體δ15N 值升高的原因:微生物反硝化作用可使硝酸鹽濃度減小而硝酸鹽δ15N 值升高;當(dāng)兩者值同時升高時，可能是由于兩個或多個硝酸鹽來源導(dǎo)致的結(jié)果(一個或一部分來源的硝酸鹽濃度和δ15N 值低，另一個或另一部分來源的硝酸鹽濃度和δ15N 值高).

對于示蹤水生系統(tǒng)硝酸鹽各種氮的源和匯，一個有用的助手是分析水體中顆粒態(tài)有機(jī)物(POM)的δ15N和δ13C，顆粒有機(jī)氮的δ15N 值在很大程度上取決于物源的δ15N 值，研究POM 氮同位素為揭示遷移轉(zhuǎn)化過程中氮素的利用提供了一種方法[58].POM 的δ15N 和δ13C 反映了水體中顆粒態(tài)N、C 的各種來源以及有關(guān)的生物地球化學(xué)過程(例如光合作用、呼吸作用、反硝化作用等)，而這些過程又可改變?nèi)芙馕锏耐凰亟M成[34].

大多數(shù)河流特別是大型河流中POM 主要是外源，來源于流域侵蝕和水土流失過程;而對于個別受人為擾動較小的小型流域，有可能主要來自水體自身(藻類)[34，59].河流中各種有機(jī)源的穩(wěn)定同位素組成受到發(fā)生在集水區(qū)內(nèi)各種物理、生物地球化學(xué)和生物生理過程的影響，再加上環(huán)境條件、有機(jī)物來源類型和豐度等方面的種種影響，綜合反映為水系空間的和季節(jié)性的明顯變化.Lehmann 等[60]曾報道水體中POM 的δ15N 值的季節(jié)性變化可以反映其源的變化.Kendall 等[61]對美國的四條大河(密西西比河、科羅拉多河、格蘭德河、哥倫比亞河)進(jìn)行了碳氮穩(wěn)定同位素分析，認(rèn)為浮游植物是河流顆粒有機(jī)碳的主要來源，水庫下游表現(xiàn)尤為明顯.湖泊水體POM 的δ15N 變化可以為湖泊內(nèi)部營養(yǎng)元素被利用情況以及顆粒物向水體深部輸移過程中發(fā)生的相關(guān)生物地球化學(xué)過程提供重要信息，還能夠為匯水區(qū)域內(nèi)天然和人為活動保留較為詳細(xì)和完整的信息.Ostrom 等[62]對Superior 湖水體中的硝酸鹽、顆粒態(tài)以及沉積有機(jī)物的元素組成及同位素值進(jìn)行了測定以推測它們的來源及循環(huán)轉(zhuǎn)化過程，結(jié)果發(fā)現(xiàn)δ15N-POM 主要受營養(yǎng)吸收與微生物降解過程引起的同位素分餾的控制.Lehmann 等[60]對Lugano 湖顆粒物的δ15N 季節(jié)性變化進(jìn)行了研究，試圖驗證穩(wěn)定同位素技術(shù)示蹤富營養(yǎng)化湖泊內(nèi)部生物地球化學(xué)過程以及有機(jī)物來源的有效性，并評估其保留高生產(chǎn)力湖泊生態(tài)系統(tǒng)中初級生產(chǎn)力以及硝酸鹽被利用情況的可靠性.

2.2.3 與流域土地利用數(shù)據(jù)的聯(lián)合分析 分析流域土地利用方式與水體中硝酸鹽同位素之間關(guān)系可以更加深入了解人類活動對硝酸鹽排放的影響.Mayer 等[12]分析了美國東北部16 個流域/河流中硝酸鹽δ15N、δ18O值，得出河水NO3-中 δ15N 與從廢水量統(tǒng)計的 N 之間有顯著的正相關(guān)關(guān)系(R2=0.68，P ＜0.006，n=16)，還求得此δ15N 與農(nóng)業(yè)和城鎮(zhèn)用地的比例存在顯著正相關(guān)關(guān)系(R2=0.75，P ＜0.001，n =16);Johannsen 等[44]和Voss 等[63]也得到了相同的結(jié)論，表明在以農(nóng)業(yè)和城鎮(zhèn)用地為主的流域，河流中硝酸鹽的高δ15N 值與生活污水排放及有機(jī)肥施用有關(guān).

2.3 在大尺度的流域

目前，利用雙同位素法分析大尺度流域水體中硝酸鹽的時空變化特征也得到了廣泛應(yīng)用.Battaglin等[64]利用質(zhì)量平衡法和同位素法分析了密西西比河流域(流域面積為2900000 km2)的硝酸鹽來源，表明同位素法對分析硝酸鹽的來源、遷移轉(zhuǎn)化機(jī)制及去除提供了有效的信息.Panno 等[65]分析了伊利諾伊河(Illinois River)(流域面積為78000 km2)水體中硝酸鹽δ15N、δ18O 值，揭示了水體中硝酸鹽的來源及時間變化特征:豐水期硝酸鹽主要來源是農(nóng)田排水，生活污水處理設(shè)施對枯水期硝酸鹽同位素影響較大.Li 等[66]分析了長江及其主要支流水體(流域面積為1800000 km2)中硝酸鹽 δ15N 值(7.3‰ ～12.9‰)和 δ18O 值(2.4‰～11.2‰)，表明土壤有機(jī)氮的硝化作用和城鎮(zhèn)污水排放是長江水體硝酸鹽的主要來源;水體中δ15N和δ18O 值呈顯著正相關(guān)(R2=0.62)，兩者之比為1.5，說明反硝化是重同位素富集的主要原因.

當(dāng)然，如果要詳細(xì)分析大尺度流域內(nèi)硝酸鹽的污染源及污染特征，還需要分析其它輔助指標(biāo)，如水文、水質(zhì)及土地利用數(shù)據(jù)等，但利用硝酸鹽雙同位素法不失為一種有效而直接的方法.

2.4 不同硝酸鹽源負(fù)荷比例計算方法

2.4.1 質(zhì)量平衡混合模型 利用質(zhì)量平衡混合模型(a mass-balance mixing model)(公式(3))確定硝酸鹽源負(fù)荷已得到了廣泛的應(yīng)用[1，13，67]，該方法要求硝酸鹽源不能超過3 個，且不同源的同位素值最好差異較大[67].

式中，δ15NMIX和 δ18OMIX分別指混合樣中15N、18O 的同位素比值，1、2、3 代表 3 種來源，f 代表不同源的硝酸鹽負(fù)荷比例(f≤3).Accoe 等[54]將 δ11B 也加入到公式(3)中，可計算出4 種源的負(fù)荷比例.但是，硝酸鹽 δ15N、δ18O 值的時空變化性、反硝化過程中同位素分餾作用和輸入源較多等因素都可引起質(zhì)量平衡混合模型計算結(jié)果存在不確定性[5，13，68-70].例如δ15N、δ18O 值僅增加2‰，可以導(dǎo)致地下水硝酸鹽進(jìn)入河流的負(fù)荷比例的計算結(jié)果增加 11% ～15%[1].

2.4.2 貝葉斯穩(wěn)定同位素混合模型 為了減少質(zhì)量平衡混合模型的不確定性，Parnell 等[71]提出了貝葉斯穩(wěn)定同位素混合模型(a Bayesian stable isotope mixing model)(公式(4))，將其集成在R 統(tǒng)計軟件中(http://cran.r-project.org/web/packages/siar/idex.html)，并綜合分析了該模型與已在生態(tài)食物網(wǎng)研究上得到較好應(yīng)用的簡單線性混合模型、IsoError、IsoSource、MixSIR 等模型的優(yōu)缺點.

式中，Xij為混合樣 i 中同位素 j 的比值(i=1，2，3，…，N;j=1，2，3，…，J);Sjk為源 k 中同位素 j 的比值(k =1，2，3，…，K)，其平均值為μ，標(biāo)準(zhǔn)偏差為ω;Pk為所要計算的源k 的比例;Cjk為源k 中同位素j 的分餾因子(平均值λ，標(biāo)準(zhǔn)偏差τ);εij為混合樣i 中同位素j 比值的殘余誤差(平均值0，標(biāo)準(zhǔn)偏差σ).

目前，Xue 等[5]利用SIAR 模型計算得到了3 種不同土地利用類型河流5 種硝酸鹽源(降雨中硝酸鹽、化肥中硝酸鹽、化肥和降雨中銨鹽、土壤氮、有機(jī)肥和生活污水)在冬季和夏季的貢獻(xiàn)比例，指出SIAR 模型計算結(jié)果不僅可以揭示硝酸鹽的主要來源，并且能同時揭示硝酸鹽的其它重要來源，可作為水體采樣點的硝酸鹽源的“指紋”特征;同時指出了SIAR 模型的局限:1)地表水中硝酸鹽δ15N、δ18O 值的微小變化可能會引起源負(fù)荷比例計算結(jié)果的較大變化;2)硝酸鹽的同位素組成會隨著源輸入呈現(xiàn)時間變化性，加之不同源的硝酸鹽δ15N、δ18O 值標(biāo)準(zhǔn)偏差較大，使得SIAR 模型計算出的源負(fù)荷比例范圍較大.

3 流域及水體中反硝化作用的同位素方法研究

反硝化是氮循環(huán)的一個重要過程，確定反硝化發(fā)生的范圍和位置對地表水硝酸鹽污染的控制和管理十分重要.研究表明，雙同位素法也可以更深入、詳細(xì)地認(rèn)識氮在傳輸過程中可能發(fā)生的生物地球化學(xué)過程，有效地示蹤湖泊和河流中的反硝化作用[72-73].反硝化引起的同位素分餾過程中，δ18O 與δ15N 比值接近1∶2，但是，水體中硝酸鹽的同位素值的變化是流域過程和河流過程共同作用的結(jié)果，反硝化作用引起的同位素值的變化可能發(fā)生在河流遷移過程中，也可能發(fā)生在入河之前.

3.1 表征流域反硝化程度

大量研究表明，硝酸鹽在未進(jìn)入河流之前，流域反硝化作用是其消耗的重要原因，并且通過Rayleigh 方程(公式(5))可以估算反硝化作用程度.Chen 等[57]分析了亞熱帶河流北江河水體中4、8 和12月的硝酸鹽δ15N、δ18O 值，發(fā)現(xiàn)水體硝酸鹽主要來源于氮肥施用，其次是生活污水和畜禽糞便，4 8月份水體中發(fā)生了反硝化作用(δ18O∶δ15N=0.48)，并用Rayleigh 方程計算了不同月份的反硝化程度，結(jié)果顯示4月份水體同位素值反映了反硝化作用較弱，流域內(nèi)硝酸鹽的反硝化百分比為9.6%，8月份較為明顯，為48.1%，而12月份不明顯，可能是由于污水、有機(jī)肥污染的輸入掩蓋了反硝化作用的結(jié)果，利用Rayleigh 方程計算仍有25.8%的硝酸鹽發(fā)生了反硝化，并指出水體季節(jié)之間的硝酸鹽N、O 同位素關(guān)系并不能表明發(fā)生反硝化作用的具體位置(水體、土壤、地下水)，可以說是北江河流域內(nèi)發(fā)生的反硝化作用在水體硝酸鹽同位素值上的體現(xiàn).Panno 等[8]的研究結(jié)果也表明，密西西比河中硝酸鹽O、N 同位素比值存在1∶2 的關(guān)系，說明河流和流域中的硝酸鹽經(jīng)歷了明顯的反硝化作用，通過進(jìn)一步分析發(fā)現(xiàn)，0 ～55%的硝酸鹽在密西西比河上游流域內(nèi)發(fā)生了反硝化作用.

式中，δR和δR0分別指反應(yīng)物在反應(yīng)進(jìn)行t 時間和最初時的同位素值;St/S0是指反硝化進(jìn)行t 時間后反應(yīng)物濃度與初始濃度之比;ε 是指同位素富集系數(shù).

3.2 表征河流反硝化作用

進(jìn)入河流的氮元素中有相當(dāng)一部分(37% ～72%)會由于河流過程(生物吸收、沉積、滲漏到底部含水層、水-沉積物界面的微生物反硝化作用)而去除[12，74].反硝化作用是從河流系統(tǒng)中永久去除氮的唯一途徑[75]，并且可直接并顯著地改變硝酸鹽氮同位素值[76].除了反硝化作用導(dǎo)致河流硝酸鹽濃度降低之外，濃度較低的硝酸鹽的其他來源、水生植物的同化作用同樣可以降低硝酸鹽的濃度，使得反硝化作用在復(fù)雜環(huán)境背景下的發(fā)生與否僅憑硝酸鹽同位素和濃度的變化有時是很難判斷的[28].Panno 等[65]發(fā)現(xiàn)Illinois 河在低流量時，Peoria 湖(與河流相連)附近的水體中硝酸鹽δ18O 與δ15N 存在1∶2 的關(guān)系，表明Illinois 河經(jīng)歷著很重要的反硝化作用，但同時指出Illinois 河存在大量的硝酸鹽損失(在2005年夏天，每天損失7500 kg，約占硝酸鹽總負(fù)荷的一半)，這可能是反硝化作用和(或)生物吸收作用共同作用的結(jié)果.Kellman 等[76]指出，在小的(流域面積為5 km2)、施肥強(qiáng)度大的流域，水體反硝化的同位素特征表現(xiàn)得較明顯.而在大的河流(流域)內(nèi)，許多小而淺的支流增加了與河岸潛流帶水力接觸和物質(zhì)交換的機(jī)會，影響著N 同位素值，且隨著河流尺度的增大，這種水力接觸和物質(zhì)交換的機(jī)會就越大，N 損失越多，表征反硝化的同位素值變化越不明顯[57，77].

目前，研究河流反硝化作用時，一個有用的采樣方法是拉格朗日采樣法(Lagrangian samping approach)[4]，有利于分析同一個水團(tuán)中的營養(yǎng)物濃度及同位素值隨時間的變化，進(jìn)而分析河流中反硝化作用程度.Battaglin 等[64]通過對密西西比河下游進(jìn)行拉格朗日采樣并分析硝酸鹽同位素值，初步結(jié)果表明密西西比河下游水體在春季或初夏期間氮損失的主要原因是藻類或其它水生植物的吸收，而不是反硝化作用.Deutsch 等[75]利用拉格朗日采樣法對德國易北河(Elbe River)7月份水體進(jìn)行為期9 天的采樣，發(fā)現(xiàn)硝酸鹽濃度隨水流逐漸降低的同時，Chl.a 和POC 濃度升高，且δ15N∶δ18O 為1，說明浮游植物的吸收對硝酸鹽的吸收是硝酸鹽濃度降低的主要原因，利用Cl-質(zhì)量平衡方法排除了地下水的影響，得出河流中硝酸鹽負(fù)荷損失量中有75%是由于浮游植物的吸收作用，最多有25%的硝酸鹽負(fù)荷損失是由河流反硝化作用引起的.

硝酸鹽和銨氮的同位素值的變化可以有效地評估河流水體中反硝化作用[78]，但也有研究指出硝酸鹽N、O 同位素組成特征可以反映出土壤、含水層、污水處理系統(tǒng)和河岸帶的反硝化作用，但并不能明顯反映出河流水體中沉積物厭氧層的反硝化作用導(dǎo)致的同位素分餾效應(yīng)，可能是因為充分混合的有氧水體中的硝酸鹽不斷的向沉積物厭氧層擴(kuò)散，導(dǎo)致氮、氧同位素分餾效應(yīng)不明顯[12，21，28，32-33].關(guān)于河流系統(tǒng)中沉積物-水體中氮的循環(huán)過程，還需要進(jìn)一步研究[44].

3.3 反硝化速率的確定

在利用同位素有效地示蹤反硝化作用的基礎(chǔ)上，一些研究者開始探索利用同位素來定量示蹤反硝化速率.主要是通過測量水體中硝酸鹽和氮氣中15N/14N 的自然豐度，當(dāng)反硝化作用是硝酸鹽主要的去除機(jī)制時，由于反硝化引起較為明顯的同位素分餾作用，硝酸鹽中δ15N-NO3-值會有明顯的增加，所產(chǎn)生的氮氣中δ15N 值會相應(yīng)地降低[79].Ostrom 等[80]在美國密歇根州一個小流域基于氮同位素分析數(shù)據(jù)建立水文模型來定量反硝化速率，研究了土壤-河流界面反硝化對硝酸鹽的去除作用.Lehmann 等[81]根據(jù)瑞士一個深水湖中水體硝酸鹽的氮、氧同位素剖面變化，利用簡化的擴(kuò)散反應(yīng)模型估算了沉積物-水界面的水體硝酸鹽氮、氧同位素富集因子(分別為-20.7‰±3.8‰和-11.0‰±1.7‰)，并探討了反硝化速率與同位素富集因子的關(guān)系.Sebilo 等[78]利用硝酸鹽、銨態(tài)氮濃度及 δ18O-NO3-、δ15N-NO3-、δ15N-NH4+同位素技術(shù)得到法國塞納河河口反硝化速率約為0.02 mg N/(L·h).研究者們認(rèn)為，同時分析硝酸鹽中的氮、氧同位素是進(jìn)行硝酸鹽源示蹤并揭示其在水生生態(tài)系統(tǒng)中生物地球化學(xué)過程的有效辦法[81]，為更好地理解同位素分餾與反硝化速率的關(guān)系，還需要在更多及不同類型的地表水中開展研究.

4 存在問題與展望

目前，利用穩(wěn)定氮氧同位素示蹤技術(shù)進(jìn)行硝酸鹽污染示源及遷移轉(zhuǎn)化研究中存在著較多的局限性和誤區(qū)，如部分研究工作只是通過對比硝酸鹽δ15N 值與不同來源δ15N 特征值的方法解析硝酸鹽來源，對硝酸鹽同位素值在遷移轉(zhuǎn)化過程中的綜合分析不夠深入[82-88]，很可能對示源結(jié)果帶來偏差.但總體來說，硝酸鹽穩(wěn)定同位素技術(shù)對研究河流中硝酸鹽來源、遷移、混合過程中同位素分餾特征和規(guī)律、研究硝酸鹽在水體中的遷移轉(zhuǎn)化特征、識別研究區(qū)域的硝酸鹽來源以及彌補(bǔ)營養(yǎng)鹽總量估算中遇到的困難和不足提供了實用的實驗手段和理論方法，具有廣闊的應(yīng)用前景.

1)硝酸鹽在遷移轉(zhuǎn)化過程中穩(wěn)定同位素值的變化.硝酸鹽氮循環(huán)各過程中復(fù)雜的同位素分餾可能改變NO3-污染源的δ15N-NO3-和 δ18O-NO3-值，使人們在利用N、O 穩(wěn)定同位素判斷NO3-污染源時產(chǎn)生偏差.近幾年的研究表明，以流域為單元，把大氣-植被-土壤-地表水-地下水作為一個系統(tǒng)，采用適當(dāng)?shù)难芯糠椒?例如拉格朗日采樣法)，結(jié)合現(xiàn)代信息技術(shù)和流域內(nèi)的水文地球化學(xué)等指標(biāo)(例如δ11B、Cl-、δ18O-H2O、NO3-、NH4+濃度和POM 等)，研究在混合作用、硝化、反硝化、生物利用等多種循環(huán)過程共同作用下NO3-污染源δ15N-NO3-和 δ18O-NO3-值的變化規(guī)律，有望在辨識硝酸鹽污染的來源、定量估算不同源負(fù)荷及其遷移轉(zhuǎn)化機(jī)理等問題上取得突破.

2)硝酸鹽源負(fù)荷比例計算模型及其不確定性分析.雖然目前利用質(zhì)量平衡混合模型確定硝酸鹽源負(fù)荷已得到了廣泛的應(yīng)用，但其計算結(jié)果存在較大的不確定性.尤其是在較為復(fù)雜的混合流域，硝酸鹽污染源種類多樣，影響同位素分餾的因素眾多，如何建立并優(yōu)化水體中硝酸鹽源負(fù)荷比例計算模型就成為一個重要問題.而SIAR 模型是在質(zhì)量平衡混合模型基礎(chǔ)上的優(yōu)化，但目前該模型應(yīng)用較少，對其計算結(jié)果的不確定分析有待于提高.另一個有用的方法是對比分析流域污染源調(diào)查數(shù)據(jù)及計算污染物總量平衡數(shù)據(jù)，以此評估現(xiàn)有計算方法在計算過程中存在的不確定性，或開發(fā)其它計算模型，彌補(bǔ)污染負(fù)荷統(tǒng)計估算常規(guī)方法的不足.

3)流域、水體及沉積物中的反硝化作用對硝酸鹽的去除過程.反硝化是氮循環(huán)的一個重要過程，雙同位素法可以更深入、詳細(xì)地認(rèn)識氮在傳輸過程中可能發(fā)生的生物地球化學(xué)過程，但有研究表明，硝酸鹽N、O 同位素組成特征可以反映土壤、含水層、污水處理系統(tǒng)和河岸帶的反硝化作用，但并不能明顯反映水體中沉積物厭氧層的反硝化作用導(dǎo)致的同位素分餾效應(yīng).因此，利用同位素技術(shù)研究流域和水體中反硝化發(fā)生的范圍、地點和程度，掌握河流系統(tǒng)中沉積物-水體中氮的循環(huán)過程，對掌握流域氮循環(huán)過程、有效控制和管理地表水硝酸鹽污染具有重要的意義.關(guān)于河流系統(tǒng)中沉積物-水體中氮的循環(huán)過程，還需要進(jìn)一步研究.

[1]Deutsch B，Mewes M，Liskow I et al.Quantification of diffuse nitrate inputs into a small river system using stable isotopes of oxygen and nitrogen in nitrate.Organic Geochemistry，2006，37:1333-1342.

[2]EC.Implementation of council directive 91/676/EEC concerning the protection of waters against pollution caused by nitrates from agricultural sources，2002.

[3]劉相超，周政輝，宋獻(xiàn)方等.梁灘河地表水與地下水水化學(xué)及硝酸鹽污染.重慶交通大學(xué)學(xué)報:自然科學(xué)版，2009，28(5):942-947.

[4]Nestler A，Berglund M，Accoe F et al.Isotopes for improved management of nitrate pollution in aqueous resources:review of surface water field studies.Environmental Science and Pollution Research，2011，18:519-533.

[5]Xue DM，Baets BD，Cleemput OV et al.Use of Bayesian isotope mixing model to estimate proportional contributions of multiple nitrate sources in surface water.Environmental Pollution，2012，161:43-49.

[6]秦伯強(qiáng)，楊柳燕，陳非洲等.湖泊富營養(yǎng)化發(fā)生機(jī)制與控制技術(shù)及其應(yīng)用.科學(xué)通報，2006，51:1857-1866.

[7]賀纏生，傅伯杰，陳利頂.非點源污染的管理及控制.環(huán)境科學(xué)，1998，19(5):87-91，96.

[8]Panno SV，Hackley KC，Kelly WR et al.Isotopic evidence of nitrate sources and denitrification in the Mississippi river，Illinois.Journal of Environmental Quality，2006，35(2):495-504.

[9]Kohl DH，Shearer GB.Fertilizer nitrogen:contribution to nitrate in surface water in a corn belt watershed.Science，1971，174:1331-1334.

[10]Wells ER，Krothe NC.Seasonal fluctuation in δ15N of groundwater nitrate in a mantled karst aquifer due to macropore transport of fertilizer-derived nitrate.Journal of Hydrology，1989，112:191-201.

[11]Feast NA，Hiscock KM，Dennis PF et al.Nitrogen isotope hydrochemistry and denitrification within the Chalk aquifer system of north Norfolk，UK.Journal of Hydrology，1998，211:233-252.

[12]Mayer B，Boyer EW，Goodale C et al.Sources of nitrate in rivers draining sixteen watersheds in the northeastern US:isotopic constraints.Biogeochemistry，2002，57/58:171-197.

[13]Kaushal SS，Groffman PM，Band LE et al.Tracking nonpoint source nitrogen pollution in human-impacted watersheds.Environmental Science and Technology，2011，45(19):8225-8232.

[14]Freyer HD.Seasonal variation of15N/14N ratios in atmospheric nitrate species.Tellus Series B-Hemical and Physical Meteorology，1991，43:30-44.

[15]Xue DM，Botte J，Baets BD et al.Present limitations and future prospects of stable isotope methods for nitrate source identification in suface-and groundwater.Water Research，2009，43:1159-1170.

[16]Kendall C，McDonnell JJ.Isotope tracers in catchment hydrology.Amsterdam:Elsevier，1998.

[17]Heaton THE.Isotopic studies of nitrogen pollution in the hydrosphere and atmosphere:a review.Chemical Geology，1986，59:87-102.

[18]McClelland JW，Valiela I.Linking nitrogen in estuarine producers to land-derived sources.Limnology and Oceanography，1998，43:577-585.

[19]周愛國，蔡鶴生，劉存富.硝酸鹽中δ15N 和δ18O 的測試新技術(shù)及其在地下水氮污染防治研究中的進(jìn)展.地質(zhì)科技情報，2001，20(4):94-98.

[20]Durka W，Schulze ED，Gebauer G et al.Effects of forest decline on uptake and leaching of deposited nitrate determined from15N and18O measurements.Nature，1994，372:765-767.

[21]Lehmann MF，Reicher TP，Bernasconi SM et al.Modeling nitrogen and oxygen isotope fractionation during denitrification in a lacustrine redox-transition zone.Geochimica et Cosmochimica Acta，2003，67(14):2529-2542.

[22]Chang CCY，Kendall C，Silva SR et al.Nitrate stable isotope:tools for determining nitrate sources among different land uses in the Mississippi River Basin.Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences，2002，59:1874-1885.

[23]Pardo LH，Kendall C，Pett-Ridge J et al.Evaluating the source of streamwater nitrate using δ15N and δ18O in nitrate in two watersheds in New Hampshire，USA.Hydrological Processes，2004，18:2699-2712.

[24]Seiler RL.Combined use of15N and18O of nitrate and11B to evaluate nitrate contamination in groundwater.Applied Geochemistry，2005，20:1626-1636.

[25]陳法錦，李學(xué)輝，賈國東.氮氧同位素在河流硝酸鹽研究中的應(yīng)用.地球科學(xué)進(jìn)展，2007，22(12):1251-1257.

[26]Mayer B，Bollwerk SM，Mansfeldt T et al.The oxygen isotope composition of nitrate generated by nitrification in acid forest floors.Geochimica et Cosmochimica Acta，2001，65:2743-2756.

[27]Aravena R，Evans ML，Cherry JA.Stable isotopes of oxygen and nitrogen in source identification of nitrate from septic systems.Ground Water，1993，31:180-186.

[28]Sebilo M，Billen G，Grably M et al.Isotopic composition of nitrate-nitrogen as a marker of riparian and benthic detrification at the scale of the whole Seine river system.Biogeochemistry，2003，63:35-51.

[29]B?ttcher J，Strebel O，Voerkelius S et al.Using isotope fractionation of nitrate-nitrogen and nitrate-oxygen for evaluation of microbial denitrification in a sandy aquifer.Journal of Hydrology，1990，114:413-424.

[30]Mengis M，Schiff SL，Harris M et al.Multiple geochemical and isotopic approaches for assessing ground water NO3-elimination in a riparian zone.Ground Water，1999，37(3):448-457.

[31]Burns DA，Boyer EW，Elliott EM et al.Sources and transformations of nitrate from streams draining varying land uses:evidence from dual isotope analysis.Journal of Environmental Quality，2009，38:1149-1159.

[32]Brandes JA，Devol AH.Isotopic fractionation of oxygen and nitrogen in coastal marine sediments.Geochimica et Cosmochimica Acta，1997，61:1793-1801.

[33]Reinhardt M，Müller B，G?chter R et al.Nitrogen removal in a small constructed wetland:An isotope mass balance approach.Environmental Science and Technology，2006，40:3313-3319.

[34]Finlay JC，Sterner RW，Kumar S.Isotopic evidence for in-lake production of accumulating nitrate in Lake Superior.Ecological Applications，2007，17(8):2323-2332.

[35]Granger J，Sigman DM，Needoba JA et al.Coupled nitrogen and oxygen isotope fractionation of nitrate during assimilation by cultures of marine phytoplankton.Limnology and Oceanography，2004，49(5):1763-1773.

[36]Mangaliso JG，Stephanie JG.Planktonic nitrogen fixation in Lake Malawi/Nyasa.Hydrobiologia，2008，596(1):251-267.

[37]Fry B.Stable isotope diagrams of fresh-water food webs.Ecology，1991，72:2293-2297.

[38]王偉偉.長江口潮灘營養(yǎng)動態(tài)與穩(wěn)定同位素指示研究[學(xué)位論文].上海:華東師范大學(xué)，2011.

[39]Michener R，Lajtha K.Stable isotopes in ecology and environmental science.British:Blackwell Publishing，2007:183.

[40]Spoelstra J，Schiff SL，Hazlett PW et al.The isotopic composition of nitrate produced from nitrification in a hardwood forest floor.Geochimica et Cosmochimica Acta，2007，71:3757-3771.

[41]Billy C，Billen G，Sebilo M et al.Nitrogen isotopic composition of leached nitrate and soil organic matter as an indicator of denitrification in a sloping drained agricultural plot and adjacent uncultivated riparian buffer strips.Soil Biology and Biochemistry，2010，42:108-117.

[42]Hales HC，Ross DS，Lini A.Isotopic signature of nitrate in two contrasting watersheds of Brush Brook，Vermont，USA.Biogeochemistry，2007，84:51-66.

[43]Piatek KB，Christopher SF，Mitchell MJ.Spatial and temporal dynamics of stream chemistry in a forested watershed.Hydrology and Earth System Sciences，2009，13:423-439.

[44]Johannsen A，D?hnke K，Emeis K.Isotopic composition of nitrate in five German rivers discharging into the North Sea.Organic Geochemisty，2008，39:1678-1689.

[45]Barnes RT，Raymond PA，Casciotti KL.Dual isotope analyses indicate efficient processing of atmospheric nitrate by forested watersheds in the northeastern U.S..Biogeochemistry，2008，90:15-27.

[46]Wassenaar L.Evaluation of the origin and fate of nitrate in the Abbotsford aquifer using the isotopes of15N and18O in NO3-.Applied Geochemistry，1995，10:391-405.

[47]Townsend-Small A，McCarthy MJ，Brandes JA et al.Stable isotopic composition of nitrate in Lake Taihu，China，and major inflow rivers.Hydrobiologia，2007，581:135-140.

[48]Kellman LM.A study of tile drain nitrate-δ15N values as a tool for assessing nitrate sources in an agricultural region.Nutrient Cycling in Agroecosystems，2005，71:131-137.

[49]Anisfeld SC，Barnes RT，Altabet MA et al.Isotopic apportionment of atmospheric and sewage nitrogen sources in two connecticut rivers.Environmental Science and Technology，2007，41:6363-6369.

[50]Buda AR，DeWalle DR.Dynamics of stream nitrate sources and flow pathways during stormflows on urban，forest and agricultural watersheds in central Pennsylvania，USA.Hydrological Processes，2009，23:3292-3305.

[51]Chen ZX，Liu G，Liu WG et al.Identification of nitrate sources in Taihu Lake and its major inflow rivers in China，using δ15N-NO3-and δ18O-NO3-values.Water Science and Technology，2012，66(3):536-542.

[52]Lee KS，Bong YS，Lee D et al.Tracing the sources of nitrate in the Han River watershed in Korea，using δ15N-NO3-and δ18O-NO3-values.Science of the Total Environment，2008，395:117-124.

[53]Komor SC.Boron contents and isotopic compositions of hog manure，selected fertilizers，and water in Minnesota.Journal of Environmental Quality，1997，26:1212-1222.

[54]Accoe F，Berglund M，Duta S et al.Source apportionment of nitrate pollution in surface water using stable isotopes of N and O in nitrate and B:a case study in Flanders (Belgium).European Commission，Joint Research Centre，Institute for Reference Materials and Measurements，Geel，EUR 23425 EN，2008.

[55]Liu CQ，Li SL，Lang YC et al.Using delta N-15 and delta O-18 values to identify nitrate sources in Karst groundwater，Guiyang，Southwest China.Environmental Science and Technology，2006，40:6928-6933.

[56]Koba K，Tokuchi N，Wada E et al.Intermittent denitrification:the application of a15N natural abundance method to a forested ecosystem.Geochimica et Cosmochimica Acta，1997，61:5043-5050.

[57]Chen FJ，Jia GD，Chen JY.Nitrate sources and watershed denitrification inferred from nitrate dual isotopes in the Beijiang River，south China.Biogeochemistry，2009，94:163-174.

[58]Kumar S，Ramesh R，Bhosle NB et al.Natural isotopic composition of nitrogen in suspended particulate matter in the Bay of Bengal.Biogeosciences Discussions，2004，1:87-105.

[59]陶 貞，高全洲，姚冠榮等.增江流域河流顆粒有機(jī)碳的來源、含量變化及輸出通量.環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2004，24(5):789-795.

[60]Lehmann MF，Bernasconi SM，McKenzie JA.Seasonal variation of the δ13C and δ15N of particulate and dissolved carbon and nitrogen in Lake Lugano:Constraints on biogeochemical cycling in a eutrophic lake.Limnology and Oceanography，2004，49:415-429.

[61]Kendall C，Silva SR，Kelly VJ.Carbon and nitrogen isotopic compositions of Particulate organic matter in four large river systems across the United States.Hydrological Processes，2001，15(7):1301-1346.

[62]Ostrom NE，Long DT，Bell EM et al.The origin and cycling of particulate and sedimentary organic matter and nitrate in Lake Superior.Chemical Geology，1998，152:13-28.

[63]Voss M，Deutsch B，Elmgren R et al.Source identification of nitrate by means of isotopic tracers in the Baltic Sea catchments.Biogeosciences Discussions，2006，3:663-676.

[64]Battaglin WA，Kendall C，Chang CCY et al.Chemical and isotopic evidence of nitrogen transformation in the Mississippi River，1997-98.Hydrological Processes，2001，15:1285-1300.

[65]Panno SV，Kelly WR，Hackley KC et al.Source and fate of nitrate in the Illinois River Basin，Illinois.Journal of Hydrology，2008，359(1/2):174-188.

[66]Li SL，Liu CQ，Li J et al.Assement of the sources of nitrate in the Changjiang river，China using a nitrogen and oxygen isotopic approach.Environmental Science and Technology，2010，44:1573-1578.

[67]Phillips DL，Koch PL.Incorporating concentration dependence in stable isotope mixing models.Oecologia，2002，130:114-125.

[68]Moore JW，Semmens BX.Incorporating uncertainty and prior information into stable isotope mixing models.Ecology Letters，2008，11:470-480.

[69]Parnell AC，Inger R，Bearhop S et al.Source partioning using stable isotopes:coping with too much variation.PLoS One，2010，5(3):e9672.

[70]Phillips DL，Gregg JW.Source partitioning using stable isotopes:coping with too many sources.Oecologia，2003，136:261-269.

[71]Parnell A，Inger R，Bearhop S et al.SIAR:Stable isotope analysis in R.，2008.

[72]Middelburg JJ，Nieuwenhuize J.Nitrogen isotope tracing of dissolved inorganic nitrogen behavior in Tidal Estuaries.Estuarine，Coastal and Shelf Science，2001，53(3):385-391.

[73]Harmelin-Vivien M，Loizeau V，Mellon C et al.Comparison of C and N stable isotope ratios between surface particulate organic matter and microphytoplankton in the Gulf of Lions (NW Mediterranean).Continental Shelf Research，2008，28(15):1911-1919.

[74]Seitzinger PS，Styles RV，Boyer E et al.Nitrogen retention in rivers:model development and application to watersheds in the northeastern U.S.A..Biogeochemistry，2002，57/58:199-237.

[75]Deutsch B，Voss M，F(xiàn)ischer H.Nitrogen transformation processes in the Elbe River:Distinguishing between assimilation and denitrification by means of stable isotope ratios in nitrate.Aquatic Sciences，2009，71:228-237.

[76]Kellman L，Marcel C.Nitrate cycling in streams:using natural abundance of NO3--δ15N to measure in situ denitrification.Biogeochemistry，1998，43:2273-2292.

[77]Peterson B，Wollheim W，Mulholland P et al.Control of nitrogen export from watersheds by headwater streams.Science，2001，292:86-90.

[78]Sebilo M，Billen G，Mayer B et al.Assessing nitrification and denitrification in the Seine River and estuary using chemical and isotopic techniques.Ecosystems，2006，9:564-577.

[79]Warneke S，Schipper LA，Bruesewitz DA et al.A comparison of different approaches for measuring denitrification rates in a nitrate removing bioreactor.Water Research，2011，45:4141-4151.

[80]Ostrom NE，Hedin LO，VonFischer JC et al.Nitrogen transformations and NO3-removal at a soil-stream interface:a stable isotope approach.Ecological Applications，2002，12(4):1027-1043.

[81]Lehmann MF，Sigman DM，Berelson WM.Couping the15N/14N and18O/16O of nitrate as a constraint on benthic nitrogen cycling.Marine Chemistry，2004，88:1-20.

[82]肖化云，劉叢強(qiáng)，李思亮等.強(qiáng)水動力湖泊夏季分層期氮的生物地球化學(xué)循環(huán)初步研究:以貴陽紅楓湖南湖為例.地球化學(xué)，2002，6:571-576.

[83]肖化云，劉叢強(qiáng).氮同位素示蹤貴州紅楓湖河流季節(jié)性氮污染.地球與環(huán)境，2004，32(1):71-75.

[84]陳能汪，洪華生，張珞平.九龍江流域大氣氮濕沉降研究.環(huán)境科學(xué)，2008，29(1):38-46.

[85]陳惟財，陳偉琪，張珞平等.九龍江流域地表水中硝酸鹽來源辨析.環(huán)境科學(xué)，2008，29(6):1484-1487.

[86]王 珺，高 高，裴元生等.白洋淀府河中氮的來源與遷移轉(zhuǎn)化研究.環(huán)境科學(xué)，2010，31(12):2905-2910.

[87]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.環(huán)境科學(xué)，2010，31(10):2305-2309.

[88]岳甫均，李 軍，劉小龍等.利用氮同位素技術(shù)探討天津地表水氮污染.生態(tài)學(xué)雜志，2010，29(7):1403-1408.