环境科学  2014, Vol.35 Issue (8): 3230-3238   PDF    
引用本文
徐志伟, 张心昱, 于贵瑞, 孙晓敏, 温学发. 中国水体硝酸盐氮氧双稳定同位素溯源研究进展[J]. 环境科学, 2014, 35(8): 3230-3238.
XU Zhi-wei, ZHANG Xin-yu, YU Gui-rui, SUN Xiao-min, WEN Xue-fa. Review of Dual Stable Isotope Technique for Nitrate Source Identification in Surface- and Groundwater in China[J]. Environmental Science, 2014, 35(8): 3230-3238.
中国水体硝酸盐氮氧双稳定同位素溯源研究进展
徐志伟1,2, 张心昱1 , 于贵瑞1, 孙晓敏1, 温学发1    
1. 中国科学院地理科学与资源研究所生态系统网络观测与模拟重点实验室, 北京 100101;
2. 中国科学院大学, 北京 100049
收稿日期: 2014-1-13; 修订日期: 2014-3-21.
基金项目： 中国科学院知识创新工程重要方向项目（KZCX2-EW-310）；国家自然科学基金项目（41171153）；中国科学院地理科学与资源研究所自主部署创新项目（201003006）
作者简介：徐志伟（1985~），女，博士研究生，主要研究方向为湿地环境变化及环境地球化学，E-mail：xuzw389@163.com
通讯联系人,张心昱,E-mail:zhangxy@igsnrr.ac.cn
摘要：由于人类活动影响,水体硝酸盐(NO3-)污染已经成为世界范围内的环境问题. 结合NO3-中δ15N、 δ18O双稳定同位素技术、 其他环境同位素以及化学分析技术,可以定量评价地表水、 地下水、 降水中NO3-不同来源贡献率、 硝化/反硝化过程,为水体NO3-污染治理提供了有利依据. 本文综述了国内外NO3-中δ15N、 δ18O分析测试技术、 NO3-污染源δ15N、 δ18O特征值、 应用δ15N、 δ18O进行地表水、 地下水溯源研究进展. 目前,国内已经成功应用离子交换-AgNO3法和细菌反硝化法开展水体NO3-污染来源的同位素示踪研究. 综合分析NO3-污染源中δ15N表明,我国粪肥及污水NO3-的δ15N为3‰~17‰,土壤中NO3-的δ15N为3‰~8‰、 大气降水中NO3-的δ15N为-9‰~9‰、 化肥中NO3-的δ15N为-2‰~4‰,化肥中NH+4的δ15N为-4‰~2‰. 对地表水、 地下水中的NO3-溯源研究表明,污水、 粪肥已经成为我国水体NO3-污染的重要来源,中国的城市污水、 农业水产养殖对地表水水体NO3-污染带来了严重的影响. 未来应结合长期监测、 δ15N和δ18O双同位素技术和水化学分析技术,提高NO3-不同来源的比例、 季节动态定量评价水平,为我国水环境管理提供有效依据.
关键词： 硝酸盐氮同位素（δ15N）     硝酸盐氧同位素（δ18O）     分析方法     来源     贡献率     反硝化过程    
Review of Dual Stable Isotope Technique for Nitrate Source Identification in Surface- and Groundwater in China
XU Zhi-wei1,2, ZHANG Xin-yu1 , YU Gui-rui1, SUN Xiao-min1, WEN Xue-fa1    
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. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
Abstract: Water nitrate (NO3-) contamination is a world-wide environmental problem under the effects of intensive human activities. Sources identification of NO3- contamination in water is important for better management of water quality. Dual stable isotope data of nitrate nitrogen (δ1815N) and nitrate oxygen (δ18O) combined with other stable isotopes and chemical analysis data have been frequently used to identify NO3- sources, differentiate percentage of the different NO3- sources and assess the nitrification/denitrification processes of surface water, groundwater and precipitation, respectively. This review summarized the analysis technique of nitrate δ1815N and δ18O in domestic and abroad, assessed typical values of δ1815N, δ18O from different NO3- sources and evaluated the progress in application of dual stable isotope of δ1815N and δ18O technique to trace NO3- sources in surface- and ground-water. Both ion exchange-AgNO3 and bacteria denitrifying methods have been successfully used in tracing water nitrate sources nationwide. The comprehensive metadata analysis of nitrate sources showed that the δ1815N values of sewage and manure, soil, precipitation, fertilizer ranged from 3‰ to 17‰, 3‰ to 8‰, -9‰ to 9‰, -2‰ to 4‰, respectively. And the δ1815N values of ammonium fertilizer ranged from -4‰ to 2‰. According to the stable isotope technique, sewage and manure were identified as the major nitrate sources of surface- and ground-water in China This indicated that municipal sewage and aquaculture exerted serious influence on the nitrate pollution of surface water. In the future, long-term monitoring, dual stable isotope fingerprinting and hydro-chemical analysis should be applied together to quantitatively differentiate contribution of nitrate sources, and to assess seasonal dynamic of nitrate sources. It will provide useful scientific basis for water environmental management of China.
Key words: nitrate nitrogen isotope (δ1815N)     nitrate oxygen isotope (δ18O)     analytical method     sources     contribution     denitrifying process    

硝酸盐(NO-3)是地下水主要的污染物之一，世界卫生组织及欧盟规定地下水NO-3-N质量浓度的饮用标准分别为≤10 mg ·L-1及11.3 mg ·L-1. 地下水NO-3-N本身对人体无直接危害，但被还原为亚硝态氮后可能引起婴儿高铁血红蛋白病例，引发肝癌、 胃癌及高血压等疾病[1]. 农业耕作中使用NO-3-N质量浓度超标水会引起作物病虫害的发生，降低作物营养价值[2]. 据调查我国131个湖泊中有67个呈富营养化[3]; 在华北地区因污水灌溉及化肥使用的影响，地下水NO-3-N污染严重[4]. 总体上我国农田及城市生态系统地下水NO-3-N污染较为严重[5]. 因此，确定NO-3的来源和转化过程为评价人类活动、 氮沉降对水体酸化、 NO-3-N浓度增加、 地表水和沿海水体富营养化等问题研究具有重要理论意义，同时为保障人类用水安全、 饮食安全和水环境的自身良性演化具有现实意义.

水体NO-3污染来源复杂，包括化肥与粪肥、 生产、 生活污水及大气氮沉降、 土壤有机氮等. 传统的水化学方法利用各种污染源的排放数据、 NO-3质量浓度及其他离子浓度特征来分析水体NO-3的污染来源[6, 7, 8, 9]. 随着技术的进步，氮、 氧稳定同位素技术已经广泛应用于环境污染方面的研究，并在示踪水体NO-3污染来源、 迁移和转化方面显示出较强的优越性. 研究人员根据不同NO-3污染来源的氮、 氧同位素特征值的差异性原理，并与其他环境同位素及化学分析技术相结合，计算地表水、 地下水、 降水中NO-3不同来源贡献率、 评价硝化/反硝化过程，有效判别水体NO-3污染来源. 本文对水体NO-3污染的同位素示踪原理、 方法进行系统综述，通过收集国内外有关水体NO-3污染研究的相关文献，分析我国不同的NO-3污染来源的同位素特征值，评价我国地表水、 地下水NO-3污染来源特征.

1 应用δ15 N和δ18 O同位素溯源水体NO-3污染原理

氮元素在自然界的物理、 化学、 生物等诸多过程将导致其同位素发生分馏[10]. 造成氮同位素分馏的主要过程有固氮、 同化、 矿化、 硝化、 反硝化作用及氨的挥发过程. 其中，硝化、 反硝化作用和同化作用分馏效应比较明显，分馏系数分别在-12~-29、 -40~-5、 -27~0之间[11, 12, 13]. 化石燃料不完全燃烧、 汽车尾气、 雷电和光化学反应而引起的NO-3氧同位素分馏是造成大气源的δ18 O值差异的主要因素. 但是不同条件下氮、 氧的生物地球化学过程导致的分馏效应也不同，不同形态氮在同化过程中的分馏效应也不同，光照和溶解氧等条件也能通过影响生物地球化学反应来影响同位素分馏效应[13,14]. 其中，大气氮沉降(δ15 N 值在-10‰~8‰)和化学氮肥(δ15 N 值在0‰~3‰)中δ15 N 较轻，土壤含氮有机物经过微生物硝化作用δ15 N 值在-3‰~5‰，而有机肥、 污水中δ15 N 较重(δ15 N 值在7‰~20‰或大于20‰)[15](图 1).

图 1 不同来源硝态氮稳定同位素值分布 [19]

Fig. 1 Distribution of δ15 Nnitrate values from different sources

由于来源于大气氮沉降、 土壤、 化肥、 有机肥中NO-3-N的δ15 N值分布有重叠现象，利用δ15 N、 δ18 O双稳定同位素示踪技术能够更为准确地判定NO-3的来源[16, 17, 18]. 大气氮沉降中NO-3的δ18 O值在25‰～70‰，一般化学合成硝态氮肥中的δ18 O为22‰±3‰，而原位铵态氮硝化作用形成的土壤δ18 O应该在-5‰~5‰. δ18 O值随着硝化作用路径、 形成NO-3-N环境中H2 O和O2中δ18 O同位素比值不同而变化. 有机肥和污水中δ18 O值较低，低于15‰[19]. 因此，利用NO-3中δ15 N、 δ18 O特征值范围，结合NO-3-N、 氨氮浓度、 施肥状况，以及土地利用方式，可判别水体中NO-3的主要来源[20]. 随着δ15 N和δ18 O分析技术进步，目前逐渐应用δ15 N和δ18 O双同位素示踪技术，为水体NO-3-N溯源研究提供更准确的方法[8, 15, 21, 22, 23].

δ15 N、 δ18 O双稳定同位素在计算地表水[15, 24, 25, 26]、 地下水[27]、 降水[15, 16, 28, 29]中NO-3不同来源贡献率[30]、 评价硝化/反硝化过程[31]研究方面得到了成功的应用. 目前，δ15 N和δ18 O同位素主要应用于水体NO-3污染来源确定、 不同来源贡献率的定量研究及地下水反硝化研究方面. 利用δ15 N和δ18 O同位素结合水化学方法能较好的分析水体NO-3污染来源. 已有研究者结合NO-3/Cl-、 Cl-/Br-含量和δ15 N和δ18 O，有效确认NO-3来源[32, 33, 34]. 而δ15 N和δ18 O同位素结合同位素质量平衡模型可以定量评价不同来源NO-3的贡献率[27, 35, 36]. 通常基于两种同位素可以区分3种NO-3来源，计算公式如下[19]：


式中，δ15 N和δ18 O为监测水样中NO-3混合来源δ15 N或δ18 O同位素比值，角标1、 2、 3代表任意3种NO-3来源，包括降水(氮沉降)、 化肥、 有机肥和污水、 土壤有机质分解等来源，R分别代表不同来源NO-3的贡献率.

Moore等[37]评价了质量平衡模型不确定性，包括δ15 N和δ18 O时间和空间变化带来的影响、 反硝化作用对同位素分馏的影响、 3种以上NO-3-N来源无法通过该模型准确计算等问题. 反硝化作用是土壤氮循环的重要环节之一，可以降低水中NO-3的污染水平，是受NO-3污染地下水中重要的水体自净过程. 一般反硝化过程中，NO-3含量降低伴随着δ15 N/δ18 O成比例增加，增加比率接近2 ∶1[19]. 应用这种NO-3含量降低，伴随δ15 N和δ18 O增加的线性关系，可以识别地下水是否发生反硝化作用. Fukada等[38,39]在德国、 英国城市地下水中发现，随着地下水中NO-3含量的降低，δ15 N和δ18 O呈线性增加，并且δ15 N富集比率比δ18 O富集比率高1.3和1.9.

2 我国应用δ15 N和δ18 O研究水体NO-3污染进展 2.1 δ15 N和δ18 O分析方法进展

NO-3的δ15 N和δ18 O分析预处理方法主要有蒸馏法、 扩散法、 离子交换法、 细菌反硝化法和两步化学还原法，其中前两种方法可以测定δ15 N值，后3 种方法可以同时测定δ15 N和δ18 O值. 在美国发表离子交换树脂法[18]测定水体 δ15 N 和 δ18 O分析方法不久，周爱国等[40, 41, 42]就在中国建立了这种方法[43]. 利用离子交换树脂提取-AgNO3法，使用CaO焊封管燃烧法制备N2测定NO-3中的δ15 N,使用AgNO3+C(石墨) 燃烧法制备CO2测定δ18 O，利用同位素质谱仪测定δ15 N和δ18 O. 肖化云等[43]通过比较离子交换法、 Kjeldahl 法、 扩散法对水体样品中氮的前处理过程，认为离子交换法更适合于野外水样处理，且易于保存、 携带及样品转化后的仪器分析. 他们对离子交换法树脂柱的吸附率、 洗脱率进行了评价，认为这些步骤不会产生样品的分馏[44]. 张翠云等[45]比较了NO-3中δ18 O分析的氰化汞法、 氰化银法、 石墨法前处理过程，认为石墨法无毒、 利于自动化操作、 校正后精度较高. 由于同位素质谱仪在线样品转化的技术进步，可以实现将NO-3经高温裂解以后产生的N2、 CO直接进行同位素质谱仪测定[46]. 离子交换树脂 -AgNO3法预处理过程中很难避免试剂本底、 同位素分馏及交换作用对结果的影响，而且氧同位素的分析过程繁琐，费时费力.

由于离子交换树脂提取-AgNO3法要求测定δ15 N至少需要4 mg NO-3-N，测定δ18 O则需要20 mg NO-3，只能获得几毫升水样的样品无法使用该方法，低NO-3浓度样品也很难满足适用，对SO2-4和Cl-浓度很高而NO-3浓度很低的海水或咸水也不适用[47]. 为了克服这些不足，美国科学家开发了利用细菌反硝化法测定δ15 N和δ18 O的新方法[48,49]. 张翠云等[50,51]在中国建立了该方法. 该方法利用致金色假单胞菌(P. aureofaciens)，可以实现NO-3转化生成N2 O中，利用带有预浓缩装置的MAT253同位素质谱仪[52]进行δ15 N 和 δ18 O 在线测定，δ18 O测定值需要通过标准样品分馏校正计算. 反硝化细菌法的优点是可在常温常压下进行，利用酶的专一性只转化NO-3为N2 O，简化了样品预处理过程，缩短了分析时间，同时减少了所需样品量. 但是，该方法细菌培养周期长，而且培养过程中可能会受样品毒性干扰，导致测试结果偏离实际值. 这些方法的建立，为我国土壤、 水体NO-3中δ15 N 和 δ18 O双同位素溯源及氮循环研究提供了技术条件.

2.2 不同NO-3污染源的δ15 N和δ18 O值

本文将我国水体NO-3污染源大致分为大气降水、 土壤、 凋落物中的NO-3以及粪肥与污水、 大气降水及化肥中铵根、 化肥中NO-3等6种来源(图 2). 大气氮沉降由于受到各种化学反应及人为污染来源的影响，δ15 N的典型值域范围较广，为-9‰~9‰. 其中，大气降水NO-3中δ15 N的典型值域为-3‰~7‰[28, 53, 54, 55, 56, 57, 58, 59, 60, 61, 62]，而铵根δ15 N为-9‰~9‰[28, 57, 60, 62, 63]. 与国外文献研究得出的大气氮沉降δ15 N值(-13‰~13‰)[19,64]相比较，我国大气氮沉降δ15 N典型值域较窄. 粪肥与污水因在储存、 处理等过程中受到氨挥发、 硝化作用影响，δ15 N值较高，其典型值域为3‰~17‰[25, 26, 58, 65, 66, 67, 68, 69, 70, 71, 72, 73, 74, 75, 76, 80]. 这与国外研究得出的粪肥及污水中的δ15 N值(5‰~25‰、 4‰~19‰)较为接近. 我国土壤δ15 N值的典型值域为3‰~8‰[58, 66, 67, 68, 69, 73, 74, 75, 76, 77, 78]，而国外文献报道的土壤δ15 N值为0~8‰，其下限较国内的研究结果要高. 这可能与土壤深度、 植被类型、 气候以及土壤中有机质矿化、 硝化作用的影响而不同. 山东省及重庆青木关流域凋落物的δ15 N值为-4‰~7‰[75,78]，这与我国大气降水的δ15 N值较为接近. 来自于大气N2固定的氮肥(尿素、 硝态氮肥、 铵态氮肥)因在氮固定作用过程中分馏作用较小，各种化肥之间δ15 N值差异不大. 化肥中NO-3和铵根中δ15 N的典型值域分别为-2‰~4‰[55, 58, 67, 70, 73, 74, 75, 76, 79]、 -4‰~2‰[75, 79]，这与国外化肥中δ15 N 值(-6‰~6‰)相比值域较小.

图 2 中国不同NO-3来源的δ15 N值

Fig. 2 Box plots of δ15 N values of NO-3 from various sources in domestic

NP：大气降水NO-3[28, 53, 54, 55, 56, 57, 58, 59, 60, 61, 62]，SM：污水与粪肥[25, 26, 58, 65, 66, 67, 68, 69, 70, 71, 72, 73, 74, 75, 76, 80]，SN：土壤氮[58, 66, 67, 68, 69, 73, 74, 75, 76, 77, 78]，LF：凋落物[75,78]，APF： 大气降水及化肥中铵根[28, 54, 57, 58, 60, 62, 63, 75, 79]，NF: 化肥中NO-3[55, 58, 67, 70, 73, 74, 75, 76, 79]

图 3 为中国大气降水及污水两种污染源NO-3的δ15 N、 δ18 O值分布. 从中可以看出，我国大气氮沉降δ15 N值域与国外献中的δ15 N值-10‰~8‰[15, 19, 21]差别不大，但δ18 O值存在较大差异. Kendall[19]通过对全球不同地区大气降水NO-3δ18 O值的综合分析表明，大气降水NO-3的δ18 O值为25‰~70‰，而我国大气氮沉降δ18 O值分布在20‰~90‰之间，其上限值高于Kendall的研究结果. 图 3也显示，我国污水中δ15 N、 δ18 O值与大气氮沉降的δ15 N、 δ18 O值分布区间明显不同，可以用来区分水体中来自该2种污染源的NO-3来源. 目前还鲜见我国对其他NO-3污染源的δ18 O值的相关研究报道.

图 3 中国大气氮沉降及污水中NO-3来源的δ15 N、 δ18 O值

Fig. 3 The δ15 N,δ18 O values of nitrate in atmospheric nitrogen and sewage in domestic

图中虚线、 实线分别表示国外文献报道的 大气降水及有机肥与污水的NO-3来源的δ15 N、δ18 O值，数据引自文献[55, 59, 63]

目前我国对水体NO-3不同污染源的研究样本量还较少. 图 3中大气降水δ15 N、 δ18 O特征值主要引用自广州、 华北平原及贵阳地区大气降水的研究文献. 对不同来源NO-3的δ15 N特征值的数据主要来自我国少数几个区域的研究结果，且鲜有对δ18 O特征值的报道. 这些污染源δ15 N、 δ18 O特征值还不能代表全国的特征，未来研究还需要对不同区域的污染源进行针对性的分析，提高对我国不同区域水体NO-3溯源和贡献率评价的代表性和准确性.

2.3 应用δ15 N 和δ18 O 示踪水体NO-3来源

我国主要在西南岩溶地区、 东南地区、 华北平原及西北干旱地区开展了δ15 N 示踪水体NO-3的污染来源研究(表 1)，而对δ18 O示踪技术应用相对较少.

表 1 中国不同生态系统水体NO-3的δ15 N特征值 Table 1 The δ15 N values of water nitrate under different ecosystems in China

通过对已有研究结果的综合分析表明，我国城市生态系统地下水NO-3的δ15 N特征值为3‰~26‰，判断其NO-3主要来源于城市生活污水及工厂废水(表 1). 通过对多地区利用δ15 N、 δ18 O同位素示踪并结合区域土地利用类型调查数据发现，生活污水是城市生态系统主要的NO-3污染来源[84,93]，而污水中的反硝化过程也成为一个重要的来源[26]. 农田生态系统地下水NO-3的δ15 N特征值为-2‰~20‰，表明其水体NO-3可能主要来自生活污水及农田施用化肥与粪肥(表 1). 在农田生态系统中，化肥、 农家肥及污水灌溉是地下水NO-3的主要污染源[54, 55, 69, 87]，同时居住区还存在点源污染，如化粪池等对地下水造成污染.

随着人类生产、 生活活动影响的日渐加强，地下水NO-3污染来源也发生变化. 张翠云等[68]根据石家庄市地下水NO-3的含量与δ15 N 值，认为与1991年相比，2001年地下水NO-3主要来源已由当时矿化的土壤有机氮变为现在的动物粪便或污水. 同时，地下水NO-3污染来源还可能受到土地利用方式、 季节变化及地下水水位埋深的影响. Liu等[26]在贵阳市地下水研究发现，冬季地下水中NO-3/Cl-较低，夏季地下水中NO-3/Cl-较高，结合δ15 N、 δ18 O 信息，发现夏季城郊地下水NO-3主要来源于化肥和

含氮有机物的硝化作用. 应用δ15 N 和δ18 O 同位素对常州地区地下水氮的污染来源的研究，发现潜水和微承压水中NO-3主要来自厩肥和污水，而中深层

承压水NO-3主要来源于早期形成时的大气降水[85]，表明随着地下水水位埋深的变化，水体NO-3污染来源也发生变化.

我国应用δ15 N 和δ18 O 对在地表水NO-3来源的研究也取得了一定进展. 城市生态系统地表水NO-3 δ15 N特征值为-3‰~23‰，判断其NO-3主要来自城市生活污水及工厂废水(表 1). 农田生态系统地表水NO-3的δ15 N特征值为1‰~18‰，表明农田生态系统水体NO-3可能主要来自生活污水及农田施用化肥与粪肥(表 1). 森林生态系统地表水、 地下水NO-3的δ15 N特征值分别为0‰~7‰、 0‰~4‰(表 1). 因为森林生态系统受人类活动干扰较小，其地表水、 地下水水体NO-3污染来源主要是土壤有机氮及大气氮沉降.

地表水中NO-3的来源随时空变化而异，与周边土地利用方式、 当地农作物种类及施肥、 季节变化等因素密切相关. 邢光熹等[71]应用δ15 N 对太湖地区河水、 湖水NO-3的来源进行了研究，结果发现，河水主要来自城镇生活污水、 农村人畜排泄物和某些工厂含氮污水的直接排放; 湖水氮的污染除从河流输入的污水外，大规模的湖面围网养殖，饵料的投入也是湖水的氮污染源之一. 对北京市城区内水体NO-3的同位素示踪研究表明，上游土地利用方式主要为公园和绿地，水体NO-3主要来自土壤有机氮及大气氮沉降，而下游随着居住用地及商业用地面积增加，NO-3污染来源则主要为居民生活污水及工业废水[89]. 对我国长江[25]及黄河[94] δ15 N 和δ18 O双同位素示踪研究发现，长江流域水体NO-3主要受土壤有机氮及城市生活污水的影响，并且受季节变化的影响; 黄河上游水体NO-3污染来源主要是粪肥和污水，而中下游则同时受到粪肥、 污水及无机化肥的影响. 通过对太湖流域水体NO-3污染来源的同位素研究发现，雨季水体NO-3主要来自大气降水，而在毗邻城市的水体其NO-3主要受城市生活污水的影响[59]. 此外，反硝化过程及多种污染来源的混合过程也可能影响地表水NO-3[24,95].

上述研究表明，城市水体NO-3污染来源主要为城市生活污水及工业废水，而农村居民生活污水及农业生产中施用的化肥及动物粪肥已经成为我国农村水体NO-3污染的重要来源. 因此，未来城市和农村水体NO-3污染治理应采取不同的措施. 城市应提高污水排放标准，并对居民生活垃圾进行及时、 集中处理，防止垃圾渗漏液造成水体污染. 对农村而言，改善农业生产措施，提高肥料利用效率则是改善农村水环境的关键.

3 展望 3.1 分析方法的改进与完善

由于离子交换-AgNO3法样品预处理过程相对复杂，部分环节容易引起同位素分馏，从而影响测定结果的精确性. 另外，由于该种处理方法所用Ag2O价格高，也限制了该方法的使用. Xing 等[96]将蠕动泵与树脂柱相连，简化了反应步骤，提高了分析效率，降低了Ag2O用量，而原来的测试精度未受影响. 进行该方法Ag2O回收再利用的研究，将有利于该方法的普及. 同时加强离子交换-AgNO3预处理各环节的质量控制，减少实验过程中的分馏效应，提高实验精度，能有效保证水体NO-3溯源研究.

反硝化细菌法在国际上受到广泛的关注，人们仍然在研究如何提高该方法的精度和分析效率[97]. 目前我国细菌反硝化法应用较少. 这可能与该方法要求同位素分析技术与微生物转化技术相结合有关. 若能简化反硝化细菌法的操作过程，提高该方法的自动化过程，将有利于该方法在中国的普及和应用. 此外，Huber 等[98]于2011年提出利用有机溶剂提取水中的NO-3并最后转化成BaNO3来进行同位素的测定，将来有望在国内开展相关研究.

目前我国δ15 N 和δ18 O的分析方法，都是采用质谱仪的固体或气体模式进行分析. 近来国际上已有利用反硝化细菌将土壤浸提液、 土壤溶液、 降水、 海水等样品中的NO-3转化成N2 O后，利用气相色谱-质谱仪获得δ15 N值[99]. 由于气相色谱-质谱仪在实验室中比同位素质谱仪更加普及，有利于δ15 N在氮循环过程中的广泛应用. 如果建成反硝化细菌法-气相色谱-质谱仪分析δ15 N值的方法，将会促进δ15 N在我国土壤、 降水、 海水中氮循环过程的深入研究.

3.2 加强对NO-3来源及贡献率的定量研究

目前，我国地表水、 地下水水体δ15 N研究表明，污水、 有机肥、 农业水产养殖对水体NO-3污染产生严重的影响，但是对不同污染源的来源比例拆分、 季节动态研究相对较少. 应用δ15 N和δ18 O双同位素示踪技术，将提高我国水体NO-3污染来源比例评价的定量化水平，为我国地表水、 地下水管理提供依据. 中国生态系统网络自2004年以来，在全国典型生态系统开展地表水、 地下水NO-3的季节动态监测与评价工作，为应用δ15 N和δ18 O双稳定同位素示踪技术定量评价NO-3不同来源的比例、 季节动态提供了基础. 未来依据中国生态系统网络的典型流域，结合水体NO-3的δ15 N、 δ18 O值、 水化学分析技术，研究土壤、 水体NO-3循环与转化过程，对水环境管理具有重要的应用价值.

参考文献
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