李發(fā)東，冷佩芳，張秋英，李艷紅，何新林

（1中國科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所/生態(tài)系統(tǒng)網(wǎng)絡(luò)觀測與模擬重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100101；2新疆師范大學(xué)地理科學(xué)與旅游學(xué)院/新疆維吾爾自治區(qū)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室/新疆干旱區(qū)湖泊環(huán)境與資源實(shí)驗(yàn)室,新疆 烏魯木齊830054；3石河子大學(xué)水利建筑工程學(xué)院/現(xiàn)代節(jié)水灌溉兵團(tuán)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，新疆 石河子，832003；4中國科學(xué)院大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院,北京 100190）

地表水硝酸鹽污染影響因素的研究進(jìn)展

李發(fā)東1,2,4，冷佩芳1,4，張秋英2，李艷紅2，何新林3

（1中國科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所/生態(tài)系統(tǒng)網(wǎng)絡(luò)觀測與模擬重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100101；2新疆師范大學(xué)地理科學(xué)與旅游學(xué)院/新疆維吾爾自治區(qū)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室/新疆干旱區(qū)湖泊環(huán)境與資源實(shí)驗(yàn)室,新疆 烏魯木齊830054；3石河子大學(xué)水利建筑工程學(xué)院/現(xiàn)代節(jié)水灌溉兵團(tuán)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，新疆 石河子，832003；4中國科學(xué)院大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院,北京 100190）

地表水的硝酸鹽污染已成為全球備受關(guān)注的環(huán)境問題。本文系統(tǒng)總結(jié)了地表水硝酸鹽污染的主要來源，影響硝酸鹽遷移轉(zhuǎn)化的氣候、水文過程及土地利用等主要因素，闡述了硝酸鹽污染研究的最新進(jìn)展，如高頻采樣測試技術(shù)，穩(wěn)定同位素分析方法等，最后提出了時(shí)間和空間尺度化、模型模擬、基于過程的管理等方面是今后硝酸鹽污染研究的發(fā)展方向。

硝酸鹽；地表水；來源；同位素；進(jìn)展

水體中硝酸鹽污染是全球性的環(huán)境問題[1]。世界范圍內(nèi)的河流中接近70%的氮是溶解性有機(jī)氮(DON)[2]，但實(shí)驗(yàn)顯示其生物可利用度只有 2%-16%[3]，硝酸鹽是進(jìn)入水環(huán)境中無機(jī)氮的主要成分，它來源于硝化作用及化肥，可通過反硝化作用成為氣態(tài)氮，也可被生物迅速利用[4]，在少數(shù)情況下，還可在還原環(huán)境通過氨化作用形成銨鹽[5]。

過量的硝酸鹽不僅使人體健康受到威脅，還會(huì)使水生態(tài)系統(tǒng)退化并導(dǎo)致水體富營養(yǎng)化[6]。在飲用水中，硝酸鹽的濃度過高會(huì)致使嬰兒患高鐵血紅蛋白癥[7]，并增加人體包括胃、結(jié)腸、膀胱、淋巴、造血系統(tǒng)等器官系統(tǒng)癌變的可能[8]，增加自然流產(chǎn)、糖尿病、甲狀腺疾病的風(fēng)險(xiǎn)[9]。鑒于硝酸鹽對人體健康造成的影響，世界衛(wèi)生組織 (World Health Organization, WHO)于1970年推薦飲用水中硝酸鹽濃度的上限為50 mg/L(11.3 mg/L NO3--N)，歐盟也于1998年頒布標(biāo)準(zhǔn)規(guī)定供人類使用的水中硝酸鹽濃度上限為 50 mg/L，目前美國標(biāo)準(zhǔn)和WHO的硝酸鹽“指導(dǎo)值”為45 mg/L(10 mg/L NO3--N)，我國在《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB3838-2002） 和《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》（GB5749-2006）中同時(shí)規(guī)定硝酸鹽（以N計(jì)）的限值為10 mg/L。

地表水是大陸和海洋氮庫連接的重要通道，通過河流向海洋系統(tǒng)輸入營養(yǎng)物質(zhì)的不斷增加是影響全球水質(zhì)變化和生物多樣性的關(guān)鍵因素（圖1）。與工業(yè)革命前相比，人類活動(dòng)所導(dǎo)致的全球陸地氮負(fù)荷顯著增加。人為固氮量翻了一個(gè)數(shù)量級，而自然固氮量明顯下降。大量氮素進(jìn)入水體將對河流、湖泊、近海環(huán)境產(chǎn)生巨大影響，如藻類與水生植物的大量生長、魚類及其棲息地的減少、臭味的產(chǎn)生、溶解氧的消耗等，使這些水體被人類利用的處理成本增加。

為有效控制地表水體中硝酸鹽污染，正確識別硝酸鹽來源，把握其遷移轉(zhuǎn)化機(jī)理將對水環(huán)境規(guī)劃管理及近海污染的控制具有重要作用。

圖1 全球活性氮傳輸變化[10])Fig.1 Global active nitrogen transfer

1 地表水中硝酸鹽的主要來源

地表水中硝酸鹽來源復(fù)雜多樣，根據(jù)Novotny和Olem[11]的劃分，可分為點(diǎn)源和非點(diǎn)源二大類，也有學(xué)者建議再分為連續(xù)性與非連續(xù)性的來源[12]。

1.1 點(diǎn)源污染

1.1.1 連續(xù)性的點(diǎn)源污染

連續(xù)的點(diǎn)源污染包括水產(chǎn)養(yǎng)殖[13]、禽畜集中養(yǎng)殖、以及污水處理廠正常情況(即無降水情況)下的排放。中國是全世界最大的漁業(yè)國家，而氨氮是水產(chǎn)養(yǎng)殖生物產(chǎn)生的最基本的含氮廢物。Ackefors和Enell[14]估算生產(chǎn) 1 t魚類每年將有9.5 kg P及78 kg N被釋放到水體中。由圖2可知：我國的水產(chǎn)品產(chǎn)量從1980年開始不斷上升，由此產(chǎn)生的含氮物質(zhì)的量不容忽視。而隨著人口劇增，人類對禽畜的需求量也不斷增加。集中養(yǎng)殖的禽畜場地在遇暴雨沖刷時(shí)，大量的氮素會(huì)隨著徑流直接進(jìn)入土壤以及水體。我國全年禽畜糞便的氮素總量約為16億 t，還田利用氮素量占50%，15%的氮素通過揮發(fā)作用進(jìn)入大氣，13%的氮素堆置廢棄，流失總量高達(dá)7.8×105萬t[15]。在城市地區(qū)，市政污水與工業(yè)廢水對受納水體貢獻(xiàn)了主要的營養(yǎng)物負(fù)荷。污水處理廠有著相對恒定的流量與總氮濃度。有研究者認(rèn)為，污水處理廠出水所造成的營養(yǎng)物負(fù)荷通常強(qiáng)于非點(diǎn)源來源[16]。

圖2 我國1980年以來水產(chǎn)品產(chǎn)量、化肥施用量、城鎮(zhèn)污水排放量、城鎮(zhèn)污水處理率、當(dāng)量豬年出欄量變化Fig.2 Variation of aquacultural yield,fertilize application,drainage from city,Urban sewage treatment,and equivalent annual pig slaughter in China since 1980

1.1.2 非連續(xù)性的點(diǎn)源污染

非連續(xù)性的點(diǎn)源污染包括在降水事件發(fā)生時(shí)或污水處理廠發(fā)生故障時(shí)的越流排水、動(dòng)物在橫跨溪流或河流的過程中偶然的排泄[17]。有研究[17]表明：使用糞便指標(biāo)細(xì)菌Escherichia coli指示水體當(dāng)中營養(yǎng)物質(zhì)的含量，當(dāng)牛群集中過溪時(shí)水體中污染物濃度有瞬間的上升。在降水事件發(fā)生時(shí)，污水的排放量超過了污水處理廠的處理能力，就會(huì)將被雨水稀釋的溢出污水直接排放[18-19]。在Brombach等[20]的研究中，現(xiàn)場采集到的雨水樣品的污染程度與污水并無差異，這意味著雨水受到的污染也相當(dāng)嚴(yán)重，也需要處理。

1.2 非點(diǎn)源污染

1.2.1 連續(xù)性的非點(diǎn)源污染

連續(xù)性的非點(diǎn)源污染包括大氣干沉降、市政處理設(shè)施與管道滲漏、垃圾填埋場滲漏以及再生水使用等。

（1）大氣沉降是源于人類活動(dòng)的無機(jī)氮累積進(jìn)入陸地生態(tài)系統(tǒng)的主要途徑[21]，也是地表水中有機(jī)氮與無機(jī)氮重要的非點(diǎn)源來源[22]。氨的排放主要源于動(dòng)物廢物與合成化肥的揮發(fā)，生物質(zhì)的燃燒(包括森林火災(zāi))、自然植物與農(nóng)業(yè)作物生長時(shí)的土壤損失、人類排泄物與化石燃料的燃燒[23]。大氣干沉降在沒有降水事件時(shí)都在持續(xù)發(fā)生，并儲(chǔ)存于土壤與河流當(dāng)中。

（2）市政處理設(shè)施包括化糞池、坑廁等，這些設(shè)施所容納的污水與管道滲漏的液體會(huì)攜帶大量營養(yǎng)物質(zhì)滲入土壤甚至進(jìn)入地下水中。Bernhardt等[18]發(fā)現(xiàn)，在干旱情況下這些系統(tǒng)的N負(fù)荷會(huì)被儲(chǔ)存積累在土壤剖面。在潮濕及流道水力連通性較好的條件下，這些污染物將被釋放到地下水中。

（3）硝酸鹽由于具有很高的遷移率，很容易從土壤中淋溶滲出，而垃圾填埋場的滲濾與市政處理設(shè)施的滲漏機(jī)理相似，垃圾填埋場的防滲工程襯墊的完整性會(huì)隨著使用時(shí)間的增加而下降，最直接的影響就是令周圍地表水環(huán)境中的溶解氧濃度下降。

在我國用水緊張的大環(huán)境下，自2000年開始，大批城市開始發(fā)展建設(shè)市政污水的再生水系統(tǒng)來解決城市用水緊張的問題。根據(jù)建設(shè)部的報(bào)告，2008年，我國用于農(nóng)業(yè)灌溉的再生水量為4.8×108m3，用于景觀環(huán)境用水的量為5.6×108m3。再生水本身包含的氮、磷含量較高，農(nóng)業(yè)灌溉、景觀環(huán)境用水、地下水回灌等方式將使得大量營養(yǎng)鹽重新進(jìn)入環(huán)境當(dāng)中，給生態(tài)環(huán)境造成影響[24]。

1.2.2 非連續(xù)性的非點(diǎn)源污染

非連續(xù)性的非點(diǎn)源污染包括化肥的使用、大氣濕沉降等。

（1）我國自改革開放以來化肥的使用量不斷增長，農(nóng)作物化肥用量為330 kg/ha，遠(yuǎn)高于世界平均水平120 kg/ha，是美國的2.6倍，歐盟的2.5倍?；适┯脤Z食增產(chǎn)有著重大作用，但我國化肥的當(dāng)季作物利用率卻只有35%。在化肥投入量過度的情況下，養(yǎng)分的吸收效率下降、農(nóng)田生態(tài)環(huán)境退化，未被吸收利用的化肥通過淋洗、反硝化、氨揮發(fā)等物理生物化學(xué)過程被釋放到環(huán)境中。

（2）大氣濕沉降的過程復(fù)雜，涉及雨滴、氣體與氣溶膠之間的相互作用。Liu等[25]發(fā)現(xiàn)，北京地區(qū)施肥后雨季的N沉降量占總量的80%。

圖3 地表水硝酸鹽主要來源Figure 3 Main sources of nitrate in surface water

點(diǎn)源、非點(diǎn)源和連續(xù)、非連續(xù)都是一個(gè)相對的概念，將N的來源進(jìn)行區(qū)分的目的是根據(jù)其污染的特性解析其進(jìn)入地表水的過程，并對污染源進(jìn)行合理的管控。

雖然以硝酸鹽為主要存在形式的來源較少，但大量的其他形態(tài)的氮 (特別是顆粒態(tài)有機(jī)氮以及溶解態(tài)的有機(jī)/無機(jī)氮)在徑流中將通過礦化與硝化作用最終轉(zhuǎn)化為易溶于水的硝酸鹽存在于地表水當(dāng)中（圖3）。

2 造成地表水硝酸鹽污染的主要因素

不同用地類型有著不同程度的人類活動(dòng)、水文過程和污染物遷移轉(zhuǎn)化機(jī)理。農(nóng)業(yè)用地?cái)U(kuò)張、城市化等進(jìn)程改變了土地利用進(jìn)而影響水文過程。硝酸鹽污染的主要來源通常取決于流域的地理位置、尺度大小、土地利用與水文。本文利用不同的影響因素對地表水硝酸鹽污染進(jìn)行劃分，闡述不同影響條件下的污染特征。

表1 不同影響因素下的硝酸鹽污染機(jī)制Tab.1 Mechanism of nitrate pollution influenced by multi-factors

2.1 氣候因素

（1）降雨與流域的排水量有顯著的相關(guān)關(guān)系[26]。暴雨沖刷會(huì)造成對土壤含硝酸鹽顆粒物的侵蝕，這種侵蝕情況往往在土壤含水量較高、蒸發(fā)量小的情況下發(fā)生[26]，這與氣候條件緊密相關(guān)。有數(shù)據(jù)顯示濕潤年份有更高的營養(yǎng)負(fù)荷[43]，因?yàn)闋I養(yǎng)負(fù)荷很大程度上取決于流域的排水量。在一些氣候干旱的城郊，由于土壤中缺乏水力傳輸條件減少了植物對硝酸鹽的吸收，加之土壤有機(jī)質(zhì)(SOM)通過礦化作用使得土壤中殘余無機(jī)氮的量上升年度硝酸鹽滯留率可以達(dá)到年輸入量的35%到85%[28-29]。而在有降雨發(fā)生時(shí)，土壤被重新潤濕，降雨將土壤中的滯留氮淋洗出來進(jìn)入徑流[26]。而經(jīng)歷連續(xù)降水過程會(huì)使得土壤剖面的水分飽和，裸露的土壤蒸發(fā)量較小，溶解態(tài)與顆粒態(tài)硝酸鹽損失的風(fēng)險(xiǎn)增高[27]。

（2）溫度會(huì)影響控制硝化、反硝化、礦化作用的生物過程，還會(huì)影響蒸發(fā)。在寒冷的冬季，由于表層土壤的溫度過低影響微生物活動(dòng)，土壤中的硝化作用就會(huì)發(fā)生在更深層的土壤當(dāng)中[30]。在氣溫較高的情況下，微生物活動(dòng)強(qiáng)烈，在土壤溶液中硝酸鹽的濃度就比較高。在旱季，高溫會(huì)使得土壤有機(jī)氮的礦化速率增高，硝酸鹽可利用程度提高。

2.2 水文過程

水文過程，包括流域的地表結(jié)構(gòu)、地形與水文途徑，是污染物遷移轉(zhuǎn)化中重要的影響因素。有同位素研究結(jié)果表明[44]：降雨-徑流事件中驅(qū)動(dòng)硝酸鹽滯留的機(jī)理主要是水力作用，而非生物地球化學(xué)作用。Legout等[45]的研究表明：地下水中溶質(zhì)的輸運(yùn)并不是均勻的，不同的孔隙率使得溶質(zhì)在傳輸?shù)倪^程中存在不同的移動(dòng)性，進(jìn)而表現(xiàn)出地下水污染物的時(shí)空變化多樣性[31]。

（1）流域的地形決定了地表徑流的流速與匯聚。坡度越陡，溶解態(tài)與顆粒態(tài)硝酸鹽的損失越多，土壤侵蝕也越嚴(yán)重[35]。而在流域中地形平坦的地方，徑流的路線則由微地貌決定，這會(huì)影響影響物質(zhì)在徑流中的停留時(shí)間，而在地表徑流中停留時(shí)間的增加會(huì)使得蒸發(fā)、滲透、微生物作用增多。

（2）土壤的結(jié)構(gòu)也會(huì)影響水力特性。水流優(yōu)先選擇粘性土壤及粗顆粒土壤通過，粘性土壤能夠傳輸90%以上的水分與硝酸鹽進(jìn)入深層，而粗顆粒土壤由于其孔隙率較大，硝酸鹽的截留率低而更容易被浸出[46]。

2.3 土地利用

（1）在一些人類活動(dòng)較少的源頭與森林覆蓋的流域，人類活動(dòng)影響較小，硝酸鹽輸入主要來源于大氣的沉降以及流域中氮轉(zhuǎn)化。Curtis等[37]指出，森林覆蓋的流域在高流量及融雪期間，水流中的硝酸鹽幾乎全部由大氣沉降構(gòu)成。

（2）在主要農(nóng)區(qū)，硝酸鹽的污染與化肥使用、耕地類型、種植制度、水管理結(jié)構(gòu)等有關(guān)。

Qiu等[38]對美國的Yahara流域研究結(jié)果顯示：地表水水質(zhì)與耕地面積占比呈負(fù)相關(guān)，與森林、濕地與草地面積的占比呈正相關(guān)，這表明自然生長植物能夠減輕營養(yǎng)物質(zhì)帶來的影響。

耕作方式會(huì)影響土壤的物理與生物特性[48]。耕地會(huì)改變土壤中空隙的連接，重組土壤基質(zhì)，從而減少水分下滲，而匯入地表的徑流則帶走了農(nóng)田當(dāng)中的營養(yǎng)物質(zhì)[41]。保護(hù)性耕作的方式是通過在土壤表面留下作物秸稈的方式減少雨水對土壤表面的侵蝕，地表徑流速度的減慢，能夠最低限度地減少對土壤結(jié)構(gòu)與孔隙度的影響[40]，也具有更高的反硝化速率。

化肥的施用能增加土壤養(yǎng)分供應(yīng)能力，但在降雨和灌溉時(shí)易產(chǎn)生流失，氮及其它無機(jī)鹽類可隨地表徑流進(jìn)入地面水或下滲，通過地表側(cè)向運(yùn)動(dòng)排入水體。

農(nóng)田中灌溉的合理性也會(huì)影響水體中營養(yǎng)物的控制，地表粗糙度的增加會(huì)使得水分下滲增多，與此同時(shí)減少灌溉水的水量與流速，將會(huì)減少土壤表層硝酸鹽的損失[27]。

（3）在城市與鄉(xiāng)鎮(zhèn)地區(qū)，庭院種植與農(nóng)田的污染機(jī)理類似。城市中不透水表面面積增多使得暴雨來臨期間城市的地表徑流驟增，減少了硝酸鹽的滯留量[29]。研究[42，49]表明，在半濕潤氣候的城市中大氣硝酸鹽沉降、污水及感染性廢物是城市地表水中的支配性來源[42]。研究表明[44]，雨洪期間通過徑流作用，城市水域是重要的氮匯。

3 硝酸鹽污染研究的最新進(jìn)展

3.1 短時(shí)間尺度的研究——高頻采樣監(jiān)測

（1）低頻采樣可以提供在營養(yǎng)物濃度空間分布上的時(shí)間積分信息，高頻采樣則為時(shí)間尺度的水文響應(yīng)上的營養(yǎng)動(dòng)力學(xué)提供依據(jù)。但低采樣頻率(每周或更長時(shí)間采樣)不能捕捉到河流的生物地球化作用相聯(lián)系的營養(yǎng)物質(zhì)的驟然變化[50]。在降雨發(fā)生時(shí)，由于錯(cuò)過了其中間歇的最高與最低濃度，而導(dǎo)致污染物負(fù)荷估算存在很大的誤差[50]。自動(dòng)分析儀器的發(fā)展使得長期高采樣頻率獲取河流的營養(yǎng)物濃度得以實(shí)現(xiàn)[51]，進(jìn)一步解析地表水中溶解質(zhì)濃度小尺度變化[52]。

（2）營養(yǎng)物濃度與流量的關(guān)系可以用來推斷營養(yǎng)物質(zhì)的來源是恒定污染源還與降水相關(guān)的污染源，并探討其對河流的貢獻(xiàn)[53]。若是恒定營養(yǎng)物輸入占主導(dǎo)來源，河流將形成稀釋曲線，即隨著流量的增加濃度梯度為負(fù)；相反，如果河流中降水輸入為主要來源，營養(yǎng)負(fù)荷與濃度將隨著流量的增加而增加[54]。

低頻采樣可能只反應(yīng)季節(jié)性污染物輸入的特征，但高頻采樣所能觀測到的時(shí)間尺度更小。高頻的營養(yǎng)物濃度與流量關(guān)系在獨(dú)立降水事件發(fā)生期間能觀測到遲滯效應(yīng)，即在暴雨水文曲線中漲水段與退水段營養(yǎng)物質(zhì)濃度不同而圍繞形成的環(huán)線。如果在漲水段營養(yǎng)物質(zhì)濃度更高，在濃度/流量關(guān)系中就會(huì)出現(xiàn)順時(shí)針環(huán)線，表明營養(yǎng)物質(zhì)負(fù)荷被迅速轉(zhuǎn)移至監(jiān)測點(diǎn)；相反，如果退水段營養(yǎng)物質(zhì)濃度更高則形成逆時(shí)針環(huán)線，表示河流中營養(yǎng)物質(zhì)的傳輸過程較為緩慢[43]。這種方法有助于識別潛在污染源對河流的輸入和河流營養(yǎng)物質(zhì)傳遞對降水的響應(yīng)，判斷污染來源及其與監(jiān)測點(diǎn)之間的距離[50]。

（3）Bowes等[54]從 2010年 1月到 2011年 12月對英格蘭的River Enborne進(jìn)行了以小時(shí)為采樣間隔為期2年的監(jiān)測活動(dòng)，通過“濃度-流量”關(guān)系發(fā)現(xiàn)硝酸鹽的負(fù)荷在絕大多數(shù)情況下主要由恒定污染源提供，主要來源于地下水和污水處理廠。冬季首次降水輸入的污染來源是面源污染，之后冬季與春季降水的硝酸鹽輸入減少，表明流域中硝酸鹽來源。在相對干燥的5-12月為順時(shí)針環(huán)線，表明硝酸鹽污染來源對降水事件的響應(yīng)積極，污染源很快被轉(zhuǎn)入水體中(圖4)。而在11-1月，強(qiáng)降雨事件產(chǎn)生逆時(shí)針環(huán)線，顯示轉(zhuǎn)移緩慢、分散分布型的硝酸鹽是主要污染來源。

Outram等[55]同樣使用了遲滯環(huán)線方法發(fā)現(xiàn)，硝酸鹽的遲滯回線通常都是逆時(shí)針環(huán)線，在退水段硝酸鹽濃度的頂峰都大于降雨前的濃度。

圖4 高頻采樣監(jiān)測與逆時(shí)針遲滯環(huán)線Fig.4 High frequency sampling observation and anticlockwise hysteresis loop

3.2 來源解析與過程追蹤研究——雙同位素分析法

（1）硝酸鹽的同位素組成是辨別地表水及地下水硝酸鹽來源與硝酸鹽循環(huán)過程的重要工具[56]。河流中硝酸鹽的δ15N升高的原因主要是反硝化作用以及市政污水及動(dòng)物糞便的輸入[57]。合成化肥與氨肥都來自于大氣中的 N2[58]，對 δ15N升高無貢獻(xiàn)[59]，故降雨與化肥間的δ15N-NO3-無明顯區(qū)別。土壤水中的δ15N通常與降水的δ15N相似[6]。

δ15N-NO3-對于辨別銨態(tài)氮肥、土壤有機(jī)氮和動(dòng)物糞便來源的硝酸鹽具有重要作用，δ18O-NO3-對于區(qū)別大氣硝酸鹽沉降來源的辨別更加有用。降水中的δ18O值通常較高，在+20‰-+80‰之間。雙同位素的結(jié)合能夠提供硝酸鹽來源與潛在轉(zhuǎn)化方面更加詳細(xì)的信息[6]。

（2）為了辨別硝酸鹽的具體來源，還可借助其他的方法與雙同位素進(jìn)行結(jié)合來判斷硝酸鹽的來源及其遷移轉(zhuǎn)化過程。

在硝酸鹽雙同位素Kendall圖中[56]，如果圖中的δ15N-NO3-與δ18O-NO3-有顯著相關(guān)關(guān)系，則表明可能有消耗硝酸鹽的反應(yīng)在發(fā)生，例如反硝化作用或是藻類和水生植物對硝酸鹽的同化作用。這時(shí)硝酸鹽作為反應(yīng)物被消耗利用，在此過程中會(huì)發(fā)生同位素的分餾，引起剩余反應(yīng)物中重同位素的增加，輕同位素就會(huì)在生成物中累積。反硝化過程會(huì)引起硝酸鹽濃度的下降，同時(shí)伴隨δ15N-NO3-和δ18O-NO3-的上升[6，60]。反硝化反應(yīng)大都在溶解氧濃度較低（DO在0.1～2 mg/L之間）的情況下發(fā)生[61]。研究結(jié)果表明[62]：反硝化作為硝酸鹽轉(zhuǎn)化過程中的支配作用時(shí)，δ15N-NO3-與δ18O-NO3-之間呈正相關(guān)關(guān)系，且兩者的比例關(guān)系一般在1.3∶1-2.1∶1。反硝化作用對δ15N-NO3-的富集作用很明顯，但對δ18O-NO3-的改變不是很清晰，表明伴隨反硝化作用發(fā)生時(shí)有一些與NO3-有關(guān)的其他反應(yīng)發(fā)生。Osaka等[60]研究發(fā)現(xiàn)，在反硝化期間通過硝化反應(yīng)新生成的NO3-具有很低的δ18O-NO3-值，將會(huì)影響相對應(yīng)的整個(gè)體系中硝酸鹽的δ18O值。

在各形態(tài)氮濃度與同位素值的關(guān)系中，反硝化反應(yīng)則會(huì)令δ15N-NO3-值與硝酸鹽濃度之間呈負(fù)相關(guān)的關(guān)系。根據(jù)瑞利等式

式（1）中：δs(t)、δs(0)是指底物在0和t時(shí)刻的同位素組成；δ0、δs是指底物在0和t時(shí)刻的濃度；ε 是富集因子。

式（1）適用于封閉系統(tǒng)中。

分餾系數(shù)

式（2）中：Rp是產(chǎn)物中重同位素與輕同位素的比值；Rs是底物中重同位素與輕同位素的比值。

硝酸鹽的對數(shù)值應(yīng)分別與δ15N-NO3-值和δ18ONO3-值呈線性相關(guān)。若與 δ15N-NO3-和 δ18O-NO3-之間有顯著的負(fù)線性相關(guān),則表明反硝化在硝酸鹽遷移轉(zhuǎn)化過程中具有支配作用[63]。

（3）硝化反應(yīng)是指NH4+被氧化為NO3-的過程。硝化反應(yīng)的發(fā)生將會(huì)使氨氮的濃度下降，硝酸鹽濃度隨之上升。通常，硝化反應(yīng)的速率與反硝化反應(yīng)的速率相同或者較后者更高。新生成的NO3-中有1/3的氧來自大氣的溶解氧，2/3的氧來自周圍的水環(huán)境[59]，在氧合并的過程中則沒有同位素的分餾。硝化生成的δ18O-NO3-則可以通過已知的大氣δ18O-O2與水環(huán)境中的δ18O-H2O計(jì)算得知。硝化反應(yīng)產(chǎn)生的δ18O

NO3-則的范圍一般在-10‰-10‰之間[6]。如果測得的δ18O-NO3-值正好在計(jì)算得出的δ18O-NO3-范圍內(nèi)，則硝酸鹽受硝化作用影響較大，如果不在計(jì)算范圍之內(nèi)，一種可能是硝化作用產(chǎn)生的硝酸鹽與同位素組分受硝化作用影響的程度較小[63]，還有可能是由于土壤水的蒸發(fā)作用以及空氣中氧氣的呼吸作用致使δ18O值上升，此時(shí)相對應(yīng)的情況為測得的δ18O-NO3-范圍較計(jì)算值偏高[56]。特別是在夏天，高溫會(huì)促進(jìn)微生物的呼吸使得δ18O-O2富集。

（4）在硝化和反硝化過程中，都有N2O參與反應(yīng)過程。N2O是反硝化作用的產(chǎn)物，也是整個(gè)硝化過程中的中間產(chǎn)物。有研究表明[64]，水中溶解性N2O中的2個(gè)N有很廣泛的同位素范圍，主要和生成途徑不同有關(guān)。Koba等[65]研究了硝化反應(yīng)和反硝化反應(yīng)對N2O的貢獻(xiàn)發(fā)現(xiàn)：δ15N-NO3-和δ15N-N2O有明顯不同，在地下水中硝化反應(yīng)是生成大量的N2O的主要過程。

（5）能夠利用氨氮與硝酸鹽之間的轉(zhuǎn)化關(guān)系來確定氮的生物地球化學(xué)循環(huán)。δ15N-NH4+值與ln[c (NH4+)]之間的負(fù)相關(guān)關(guān)系說明，可能有硝化作用與生物同化作用在進(jìn)行。為確定同化作用的強(qiáng)弱，可以借助顆粒有機(jī)物（POM）來進(jìn)一步討論植物對N的同化吸收作用。δ15N-POM與δ15N-NO3-之間的線性正相關(guān)關(guān)系表明，NO3-被植物同化吸收；δ15N-POM與δ15N-NH4+之間的線性正相關(guān)關(guān)系表明，NH4+的濃度減少，被植物同化吸收。在氨氮濃度較低時(shí)，浮游植物會(huì)優(yōu)先利用氨氮，而在冬天氨氮濃度較高時(shí)，浮游植物的增殖會(huì)受到抑制，這時(shí)會(huì)利用硝酸鹽來進(jìn)行同化吸收[66]。

圖5 基于氮氧雙同位素法的硝酸鹽來源與遷移轉(zhuǎn)化識別Fig.5 Tracing the nitrate sources and transfering based on nitrogen and oxygen isotopes

（6）在雙同位素法識別硝酸鹽來源的基礎(chǔ)上，還可將17O與雙同位素法結(jié)合使用。氧的穩(wěn)定同位素1 8 O和17O因大氣沉降存在于硝酸鹽中，是評估內(nèi)部氮循環(huán)的天然示蹤劑，這些同位素與土壤和水體中存在的微生物產(chǎn)生的氧有明顯區(qū)別[67]。在本世紀(jì)初δ17O-NO3-的測量方法得到了發(fā)展，其特點(diǎn)在于δ17O值在運(yùn)輸過程、生化反應(yīng)中都不會(huì)發(fā)生變化，但δ18O卻會(huì)發(fā)生變化。因此 δ17O相較于正常的δ18O用于探測大氣沉降來源的硝酸鹽更加敏感可信。Costa等[68]使用δ17O-NO3-計(jì)算了大氣沉降對土壤溶液中NO3-的直接貢獻(xiàn)。Tsunogai等[69]利用δ17O量化大氣沉降進(jìn)入湖泊的沉降速率，湖水中的硝酸鹽總量在觀測期間下降，表明夏季大氣沉降來源的硝酸鹽迅速被同化吸收，而90%以上被同化的硝酸鹽又會(huì)通過氮循環(huán)重新礦化形成硝酸鹽。

在Kendall圖中，市政污水與動(dòng)物排泄物來源之間的雙同位素劃分是比較模糊的[56]，輔助的地理信息可以來幫助區(qū)分具體的來源，例如目標(biāo)區(qū)域當(dāng)中的土地利用特征[32]。Jin等[70]用雙同位素法研究西湖流域得出：地表水硝酸鹽主要來源于土壤N和化肥，其次來源于糞便；土壤N主要來源于森林，化肥與糞便來自附近茶園，與土地利用存在密切聯(lián)系。Xing等[63]對黃土高原河流的研究發(fā)現(xiàn)，硝酸鹽是流域中N最主要的存在形式。土地利用類型對N濃度有明顯的影響，受煤礦影響的河流硝酸鹽濃度較森林與農(nóng)業(yè)為主采樣區(qū)的濃度高一個(gè)數(shù)量級。在不同土地利用下，由于原始的 δ15N-NO3-和 δ18O-NO3-值不同，最好將不同土地利用情況下的δ15N-NO3-與δ18O-NO3-的相關(guān)性分析分別。

（7）土壤有機(jī)質(zhì)與動(dòng)物排泄物存在的重疊區(qū)域可以通過微生物技術(shù)與δ13C區(qū)分。微生物技術(shù)主要是利用E.coli細(xì)菌檢測數(shù)量來判斷水體是否受到了動(dòng)物排泄物的污染。土壤有機(jī)質(zhì)是地下水與地表水中有機(jī)碳的主要來源之一，C3與C4植物由于不同的光合作用途徑導(dǎo)致產(chǎn)生的有機(jī)碳的δ13C也不同。C3植物產(chǎn)生的δ13C-DOC在-24.2‰至-29.1‰之間，C4植物產(chǎn)生的δ13C-DOC在-9.3‰至-15.2‰之間[71]。

（8）水質(zhì)的物理化學(xué)參數(shù)也會(huì)對反硝化、同化、稀釋作用的效果及污染來源的判別有貢獻(xiàn)。Cl-是理想的污水與糞肥輸入和稀釋作用的指示物質(zhì)，其濃度只會(huì)隨流量的變化而發(fā)生變化。通過NO3-與Cl-的比值可以辨別反硝化作用及同化作用在N去除過程中的效果。兩者之間若存在正相關(guān)關(guān)系，表明稀釋作用是硝酸鹽濃度變化的主因，這樣的情況常出現(xiàn)于豐水季及灌溉期，在此期間降雨與灌溉的稀釋作用較強(qiáng)。化肥為主要來源的水體中NO3-/Cl-值很高，而污水中 Cl-濃度很高，所對應(yīng)的 NO3-/Cl-比值較低。反硝化作用與同化作用發(fā)生時(shí)，NO3-/Cl-將隨著NO3-濃度的升高而降低。水化學(xué)指標(biāo)中，Na+主要來源于斜長石的溶解與市政污水的排放；K+來源于正長石的溶解與市政污水的排放；Cl-主要來源于工業(yè)廢水與市政污水的輸出、糞肥以及含氯礦物；SO42-的來源為降水、化肥與含硫礦物；NH4+有土壤氮、化肥、糞肥、降水、市政污水等多種來源。水體中Na+與Cl-之間呈顯著正相關(guān)，則表明含氯礦物與市政污水是水體污染的主要來源。NO3-與SO42-表現(xiàn)出的相關(guān)性可能與(NH4)2SO4化肥的施用有關(guān)等。

（9）其他的同位素也能夠幫助判定硝酸鹽的來源，如δ11B等。B通常來源于化肥、糞肥及家用產(chǎn)品等[56]。B的同位素不會(huì)隨著物理、化學(xué)、生物過程而變化，將δ11B與δ15N-NO3-和δ18O-NO3-相結(jié)合，可對NO3-來源的解析更加清晰[67]。

4 總結(jié)與展望

（1）硝酸鹽污染在全球范圍內(nèi)引起了很大的關(guān)注，對其污染源進(jìn)行識別，明確其在不同影響因素下的變化，借助先進(jìn)的科學(xué)手段確定其污染機(jī)理，將會(huì)對科學(xué)有效地治理淡水系統(tǒng)中的硝酸鹽污染提供很大支撐。

（2）本文概括闡述了全球氮循環(huán)的變化并對地表水中硝酸鹽來源進(jìn)行了劃分；探討了不同影響因素下硝酸鹽污染的過程與機(jī)理；闡述了地表水硝酸鹽污染研究的最新進(jìn)展，包括提高采樣時(shí)間精度高頻采樣以及雙同位素法與其他方法聯(lián)合解析硝酸鹽來源與遷移轉(zhuǎn)化過程的方法。

（3）硝酸鹽的時(shí)間與空間尺度解析，結(jié)合水文學(xué)與地理學(xué)模型模擬與精度提升，以及基于硝酸鹽過程的地表水精細(xì)化管理將是今后硝酸鹽污染深入研究的重要方向。

[1]Galloway J N，Townsend A R，Erisman J W，et al.Transformation of the Nitrogen Cycle:Recent Trends，Questions，and Potential Solution[J].Science，2008，320(5878):889-892.

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

[3]Stepanauskas R，Leonardson L，Tranvik L J.Bioavailability of wetland-derived DON to freshwater and marine bacterioplankton[J].Limnology&Oceanography，1999，44(6):1477-1485.

[4]Deutsch B，Mewes M，Liskow I，et al.Quantification of diffuse nitrate inputs into a small river system using stableisotopes of oxygen and nitrogen in nitrate[J].Organic Geochemistry，2006，37(10):1333-1342.

[5]Eldor A Paul.Soil microbiology，ecology and biochemistry [M].Foureh edition.Burlington:Academic Bress,2015:421-446.

[6]Kendall C.Isotope tracers in catchment hydrology[M].Amsterdam:Elsevier Science，1998:519-576.

[7]FewtrellL.Drinking-waternitrate，methemoglobinemia，and global burden of disease:a discussion[J].Environ Health Perspect，2004，112(14):1371-1374.

[8]Gulis G，Czompolyova M，Cerhan J R.An ecologic study of nitrate in municipal drinking water and cancer incidence in Trnava district，Slovakia[J].Environmntal Reseasrch，2002，88(3):182-187.

[9]Dan-Hassan M A，Olasehinde P I，Amadi A N，et al.Spatial and temporal distribution of nitrate pollution in groundwater of Abuja，Nigeria[J].International Journal of Chemistry，2012，4(3):104.

[10]J N G，F(xiàn) J D，D G C，et al.Nitrogen cycles:Past，present，and future[J].Biogeochemistry，2004，70:153-226.

[11]Novotny V and Olem H.Water quality:preventioin，identification and management of diffuse pollution[J].Geographical Journal，1994，162(1):383.

[12]Withers P J A，Jarvie H P.Delivery and cycling of phosphorus in rivers:A review[J].Science of The Total Environment，2008，400(1-3):379-395.

[13]Amirkolaie A K.Reduction in the environmental impact of waste discharged by fish farms through feed and feeding [J].Reviews in Aquaculture，2011，3(1):19-26.

[14]Ackefors H，Enell M.The release of nutrients and organic matter from aquaculture systems in Nordic countries[J].Journal of Applied Ichthyology，1994，10(4):225-241.

[15]劉曉利，許俊香，王方浩，等.我國畜禽糞便中氮素養(yǎng)分資源及其分布狀況[J].河北農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，2005，28(5):27-32.

[16]Ahearn D S，Sheibley R W，Dahlgren R A，et al.Land use and land cover influence on water quality in the last freeflowing river draining the western Sierra Nevada，California [J].Journal of Hydrology，2005，313(3-4):234-247.

[17]Davies-Colley R J，Nagels J W，Smith R A，et al.Water quality impact of a dairy cow herd crossing a stream[J]. New Zealand Journal of Marine and Freshwater Research，2004，38(4):569-576.

[18]Bernhardt E S，Band L E，Walsh C J，et al.Understanding，managing，and minimizing urban impacts on surface water nitrogen loading[J].Year in Ecology and Conservation Biology 2008，2008，1134:61-96.

[19]Kim G，Yur J，Kim J.Diffuse pollution loading from urban stormwater runoff in Daejeon city，Korea[J].Journal of Environmental Management，2007，85(1):9-16.

[20]Brombach H，Weiss G，F(xiàn)uchs S.A new database on urban runoff pollution:Comparison of separate and combined sewer systems[J].Water Science&Technology 2005，51(2):119-128.

[21]Galloway J N，Schlesinger W H，Levy H，et al.Nitrogen Fixation:Anthropogenic Enhancement-Environmental Response [J].Global Biogeochemical Cycles，1995，9(2):235-252.

[22]Paerl H W，Dennis R L，Whitall D R.Atmospheric deposition of nitrogen:Implications for nutrient overenrichment of coastal waters[J].Estuaries，2002，25(4):677-693.

[23]Olivier J G J，Bouwman A F，Hoek K W V D，et al.Global air emission inventories for anthropogenic sources of NOx，NH3and N2O in 1990[J].Environmental Pollution，1998，102(1):135-148.

[24]黃春國，王鑫.我國農(nóng)田污灌發(fā)展現(xiàn)狀及其對作物的影響研究進(jìn)展[J].安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)，2009，37(22):10692-10693，10755.

[25]Liu X，Ju X，Zhang Y，et al.Nitrogen deposition in agroecosystems in the Beijing area[J].Agriculture Ecosystems& Environment，2006，113(1-4):370-377.

[26]Randall G W，Mulla D J.Nitrate nitrogen in surface waters as influenced by climatic conditions and agricultural practices[J].Journal of environmental quality，2001，30(2):337-344.

[27]Rasouli S，Whalen J K，Madramootoo C A.Review:Reducing residual soil nitrogen losses from agroecosystems for surface water protection in Quebec and Ontario，Canada: Bestmanagementpractices，policies and perspectives[J]. Canadian Journal of Soil Science，2014，94(2):109-127.

[28]Groffman P M，Law N L，Belt K T，et al.Nitrogen Fluxes and Retention in Urban Watershed Ecosystems[J].Ecosystems，2004，7(4):393-403.

[29]Wollheim W M，Pellerin B A，Vrsmarty C J，et al.N Retention in Urbanizing Headwater Catchments[J].Ecosystems，2005，8(8):871-884.

[30]Miller A E，Schimel J P，Sickman J O，et al.Mineralization responses at near-zero temperatures in three alpine soils [J].Biogeochemistry，2007，84(3):233-245.

[31]Rouxel M，Molénat J，Ruiz L，et al.Seasonal and spatial variation in groundwater quality along the hillslope of an agricultural research catchment(Western France)[J].Hydrological Processes，2011，25(6):831-841.

[32]Chang C C Y，Kendall C，Silva S R，et al.Nitrate stable isotopes:tools for determining nitrate sources among different land uses in the Mississippi River Basin[J].Canadian JournalofFisheries& AquaticSciences，2002，59(12): 1874-1885.

[33]Witheetrirong Y，Tripathi N K，Tipdecho T，et al.Estimation of the Effect of Soil Texture on Nitrate-Nitrogen Content in Groundwater Using Optical Remote Sensing[J].International Journal of Environmental Research&Public Health，2011，8(8):3416-3436.

[34]Powers S M，Johnson R A，Stanley E H.Nutrient Retention and the Problem of Hydrologic Disconnection in Streams and Wetlands[J].Ecosystems，2012，15(3):435-449.

[35]Hairsine P B and Rose C W.Modelling water erosion due to overland flow using physical principles:I uniform flow [J].Water Resources Research，1992，28(1):245-250.

[36]Williams M W，Baron J S，Caine N，et al.Nitrogen Saturation in the Rocky Mountains[J].Environmental Science& Technology，1996，30(2):640-646.

[37]Curtis C J，Evans C D，Goodale C L，et al.What Have Stable Isotope Studies Revealed About the Nature and Mechanisms of N Saturation and Nitrate Leaching from Semi-Natural Catchments?[J].Revista De Neurologia，2011，33(1): 54-68.

[38]Qiu J，Turner M G.Importance of landscape heterogeneity in sustaining hydrologic ecosystem services in an agricultural watershed[J].Ecosphere，2015，6(11):1-19.

[39]Janzen H H，Beauchemin K A，Bruinsma Y，et al.The fate of nitrogen in agroecosystems:An illustration using Canadian estimates[J].Nutrient Cycling in Agroecosystems，2003，67(1):85-102.

[40]Follett R F，Delgado J A.Nitrogen fate and transport in agricultural systems[J].Journal of Soil&Water Conservation，2002，57(6):402-408.

[41]Oost K V，Govers G，Alba S D，et al.Tillage erosion:A review of controlling factors and implications for soil quality [J].Progress in Physical Geography，2006，30(4):443-466.

[42]Silva S R，Ging P B，Lee R W，et al.Forensic Applications of Nitrogen and Oxygen Isotopes in Tracing Nitrate Sources in Urban Environments[J].Environmental Forensics，2002，3(2):125-130.

[43]Christianson L E，Harmel R D.The MANAGE Drain Load database:Review and compilation of more than fifty years of North American drainage nutrient studies[J].Agricultural Water Management，2015，159:277-289.

[44]Hale R L，Turnbull L，Earl S，et al.Sources and transport of nitrogen in arid urban watersheds[J].Environmental Science&Technology，2014，48(11):6211-6219.

[45]Legout C，Molenat J，Aquilina L，et al.Solute transfer in the unsaturated zone-groundwater continuum of a headwater catchment[J].Journal of Hydrology，2007，332(3–4):427-441. [46]Campbell J L，Hornbeck J W，Mcdowell W H，et al.Dissolved organic nitrogen budgets for upland，forested ecosystems in New England[J].Biogeochemistry，2000，49(2):123-142. [47]Bernal S，Schiller D，Sabater F，et al.Hydrological extremes modulate nutrient dynamics in mediterranean climate streams across different spatial scales[J].Hydrobiologia，2012，719(1):31-42.

[48]Tan C S，Drury C F，Reynolds W D，et al.Effect of longterm conventional tillage and no-tillage systems on soil and water quality at the field scale[J].Water Science& Technology，2002，46(6-7):183-190.

[49]Chen F，Jia G，Chen J.Nitrate sources and watershed denitrification inferred from nitrate dual isotopes in the Beijiang River，south China[J].Biogeochemistry，2009，94(2): 163-174.

[50]Bowes M J，Smith J T，Neal C.The value of highresolution nutrient monitoring:A case study of the River Frome，Dorset，UK[J].Journal of Hydrology，2009，378(1-2):82-96.

[51]Bieroza M Z，Heathwaite A L，Mullinger N J,et al.Understanding nutrient biogeochemistry in agricultural catchments:the challenge of appropriate monitoring frequencies[J]. Environmental Science Processes& Impacts，2014，16(7): 1676-1691.

[52]Jordan P，Arnscheidt A，Mcgrogan H，et al.Characterising phosphorus transfers in rural catchments using a continuous bank-side analyser[J].Hydrology&Earth System Sciences，2007，11(1):372-381.

[53]Bowes M J，Jarvie H P，Naden P S，et al.Identifying priorities for nutrient mitigation using river concentration-flow relationships:The Thames basin，UK[J].Journal of Hydrology，2014，517(12):1-12.

[54]Bowes M J，Jarvie H P，Halliday S J，et al.Characterising phosphorus and nitrate inputs to a rural river using highfrequency concentration–flow relationships[J].Science of the Total Environment，2015，511:608-620.

[55]Outram F N，Cooper R J，Sünnenberg G，et al.Antecedent conditions，hydrological connectivity and anthropogenic inputs:Factors affecting nitrate and phosphorus transfers to agricultural headwater streams[J].The Science of the Total Environment，2015，545-546:184-199.

[56]Kendall C，Elliott E M，Wankel S D.Tracing anthropogenic inputs of nitrogen to ecosystems.2 ed.Stable isotopes in ecology and environmental science.2007，Oxford，UK:Blackwell Publishing Ltd.375-449.

[57]B hlke J K，Denver J M.Combined Use of Groundwater Dating，Chemical，and Isotopic Analyses to Resolve the History and Fate of Nitrate Contamination in Two AgriculturalWatersheds，Atlantic CoastalPlain，Maryland[J].Water Resources Research，1995，31(9):2319-2339.

[58]Kohl D H，Shearer G B，Commoner B.Fertilizer nitrogen: contribution to nitrate in surface water in a corn belt watershed[J].Science，1971，174(4016):1331-1334.

[59]Kendall C，Elliott E M，Wankel S D.Stable Isotopes in Ecology and Environmental Science.Tracing anthropogenic inputs of nitrogen to ecosystems，ed.R.H.Michener and K. Lajtha.2007:Blackwell Publishing.

[60]Osaka K I，Ohte N，Koba K，et al.Hydrological influences on spatiotemporal variations of δ15N and δ18O of nitr-ate in a forested headwater catchment in central Japan: Denitrification plays a critical role in groundwater[J].Journal of Geophysical Research:Biogeosciences，2010，115(G2).

[61]Rivett M O，Buss S R，Morgan P，et al.Nitrate attenuation in groundwater:A review of biogeochemical controlling processes[J].Water Research，2008，42(16):4215-4232.

[62]Burns D A，Boyer E W，Elliott E M，et al.Sources and transformations of nitrate from streams draining varying land uses:evidence from dual isotope analysis[J].Journal of Environmental Quality，2009，38(3):1149-1159.

[63]Xing M，Liu W.Using dual isotopes to identify sources and transformations of nitrogen in water catchments with different land uses，Loess Plateau of China[J].Environmental Science and Pollution Research，2015，23(1):388-401.

[64]Sutka R L，Ostrom N E，Ostrom P H，et al.Distinguishing Nitrous Oxide Production from Nitrification and Denitrification on the Basis of Isotopomer Abundances[J].Applied& Environmental Microbiology，2006，72(1):638-644.

[65]Koba K，Osaka K，Tobari Y，et al.Biogeochemistry of nitrous oxide in groundwater in a forested ecosystem elucidated by nitrous oxide isotopomer measurements[J].Geochimica Et Cosmochimica Acta，2009，73(11):3115-3133.

[66]Zhang J，Li Z H，Chen J，et al.Assessment of heavy metal contamination status in sediments and identification of pollution source in Daye Lake，Central China[J].Environmental Earth Sciences，2014，72(4):1279-1288.

[67]Ohte N.Tracing Sorces and Pathways of Dissolved Nitrate in Forest and River Ecosystems Using High-Resolution Isotopic Techniques:A Review[J].Ecological Research，2013，28(5):749-757.

[68]Costa A W，Michalski G，Schauer A J，et al.Analysis of atmospheric inputs of nitrate to a temperate forest ecosystem from Δ17O isotope ratio measurements[J].Geophysical Research Letters，2011，38(15):L15805-L15810.

[69]Tsunogai U，Daita S，Komatsu D D，et al.Quantifying nitrate dynamics in an oligotrophic lake using Δ17O[J].Biogeosciences，2011，8(3):687-702.

[70]Jin Z，Qin X，Chen L，et al.Using dual isotopes to evaluate sources and transformations of nitrate in the West Lake watershed，eastern China[J].Journal of Contaminant Hydrology，2015，177-178:64-75.

[71]Aravena R，Wassenaar L I.Dissolved organic carbon and methane in a regional confined aquifer，southern Ontario，Canada:Carbon isotope evidence for associated subsurface sources[J].Applied Geochemistry，1993，8(5):483-493.

A review on the influence factors of Nitrate pollution in surface-water

Li Fadong1,2,4,Leng Peifang1,4,Zhang Qiuying2,Li Yanhong2,He Xinlin3
(1 Key Laboratory of Ecosystem Network Observation and Modeling/Institute of Geographic Sciences and Natural Resources Research,Chinese Academy of Sciences,Beijing 100101,China；2 College of Geographic Science and Tourism,Xinjiang Normal University/Key Laboratory of Xinjiang Uygur Autonomous Region/ Xinjiang Laboratory of Lake Environment and Resources in Arid Area,Urumqi Xinjiang,830054,China; 3 College of Water Conservancy＆ Architectural Engineering/Key Laboratory of Modern Water-Saving Irrigation of Xinjiang Production＆ Construction Group Shihezi University,Shihezi,Xinjiang 832003,China；4 College of Resources and Environment,University of Chinese Academy of Sciences,Beijing 100190,China)

Nitrate contamination in surface water has aroused world wide attention.This paper summaried the main contaiminated sources of nitrate in surface water,including climate,hydrological processes,land use etc.which can affect nitrate transfer processes.It also presented the latest advances in nitrate contamination such as high frequency sampling and testing techniques,stable isotope methods.It proposed the future research direction such as temporal and spatial scalization,processes simulation by model,processes-based management,and so on.

Nitrate;surface water;sources;isotopes;review

P641.3；X52

A

10.13880/j.cnki.65-1174/n.2017.01.001

1007-7383(2017)01-0001-11

2016-03-24

國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目（41271047），新疆維吾爾自治區(qū)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室資助項(xiàng)目。

李發(fā)東（1972-），男，研究員，教授，博士生導(dǎo)師，主要從事生態(tài)水文和水環(huán)境研究，e-mail：lifadong@igsnrr.ac.cn。