Oecologia (2009) 160:421–431
DOI 10.1007/s00442-009-1323-z
湖泊颗粒有机物氮稳定同位素的研究
B. Gu
Received: 11 July 2008 / Accepted: 27 February 2009 / Published online: 8 April 2009
Springer-Verlag 2009
摘要：分析颗粒有机物（POM）氮稳定同位素值（δ15N）的数据，有利于理解全球范围内湖泊中颗粒有机物氮稳定同位素（δ15N POM）的变化。
从36个湖泊的季节性数据来看，颗粒有机物氮稳定同位素含量的变化特点按季节可分为平均值，最大值，最小值以及变化幅度（即δ15N POM 最大值－δ15N POM最小值），它并不随纬度的变化而呈现系统性的变化，而是在小面积湖泊中的含量明显比大面积湖泊中低。
尽管由于发生氮的固定以及溶解性无机氮（DIN）导致各个湖泊中的营养梯度差异很大，但δ15N POM的季节性平均值仍是从贫营养湖泊到富营养湖泊中逐渐递增。
δ15N POM的季节性平均值与溶解无机氮的浓度以及溶解性无机氮稳定同位素（δ15N DIN）in 显著相关。
在个别湖泊中δ15N POM季节性最小值受氮固定以及δ15N DIN的影响，而δ15N POM的季节性最大值是受湖泊的营养状态以及δ15N DIN的影响。
由于低生产率表层水中大多是非活体POM，δ15N POM的季节性变化幅度在各种纬度的贫营养湖中都很低（平均为4.2‰）。
另一方面，在富营养湖泊中δ15N POM的季节性变化幅度很高（平均为10‰），而且从低纬度向高纬度逐渐递增，说明了在高纬度地区，POM以浮游植物尸体占主导的湖泊中，δ15N的季节性变化由于大跨度的太阳辐射以及热状况而增强。
分析42个湖泊中的δ15N POM非季节性数据，表明δ15N POM值与纬度、湖泊面积以及营养梯度没有固定的联系，与季节性数据相比，δ15N POM值低了超过2‰。
伴随着湖泊中δ15N POM值的大的季节性变化，这些结果为研究湖泊中食物网基线提供了深入的信息。
关键词：氮稳定同位素（δ15N）氮的固定季节性变化营养状况
1.绪论
水生生物学家曾应用δ15N POM追踪各种含氮化合物的来源与去向，研究主要的生物地球化学过程(Hodell and Schelske 1998;Ostrom et al. 1998; Gu et al. 2006)，以及为湖泊中浮游植物食物网建立营养基准(Kling et al. 1992;Gu et al. 1994; Cabana and Rasmussen 1996)。
虽然许多研究报道称δ15N POM在生产循环过程中变化很大(Gu et al. 1994; McCusker et al.1999; Syväranta et al.2008),却很少有人将海拔、形态以及营养状态不同的湖泊中δ15N POM的变化作对比研究。
通过研究佛罗里达州的十个不同营养状况的湖泊，Gu et al. (1996)发现湖泊中的总磷（TP）浓度与浮游生物δ15N值之间存在一种非线性关系。
通过研究北方大平原的六个湖泊，Patoine et al. (2006)发现δ15N POM与蓝藻细菌固定氮之间有非常密切的联系。
但是，这些有限数量湖泊的研究数据不足以代表并揭示全球范围内湖泊δ15N POM 值变化的普遍规律。
湖泊中δ15N POM的值受到表层水中有机质来的来源、浮游植物的种类组成、生长速率、形态以及溶解性无机氮（DIN）中同位素含量等因素的影响。
浮游植物生长速率受季节变化——
日照，水温以及营养状况等变化的影响。
主要的氮循环过程如固氮作用，硝化作用以及反硝化作用在微生物和浮游植物固氮过程中对同位素分馏具有显著影响(Owens 1987; Hadas et al.2009)。
其中有些过程之间经常表现为协同或异化作用来调节δ15N POM的含量，导致实验数据分析尤为艰难。
湖泊表层水中有机颗粒物以及不溶性无机营养物质来源于自身以及外源物质，两者的δ15N值常常明显不同。
被受到人类生活强烈影响的水域环绕的湖泊，比偏远湖泊更有可能接纳农业以及家用废水(Carpenter et al. 1998; Anderson and Cabana 2005)。
因此，地理位置以及形态不同的湖泊的营养源、颗粒物以及溶解性物质中同位素的含量均不相同，这些因素都将对δ15N POM值构成深刻影响。
氮循环过程在调控δ15N POM时起着至关重要的作用。
蓝藻细菌固氮吸收大气中N2时对15N 分馏影响不大(Hoering and Ford 1960; Delwiche and Steyn 1970)。
因此，POM中由蓝藻细菌的固氮作用而产生的δ15N几乎为0‰。
反硝化作用过程中会产生显著的同位素分馏效应(Owens 1987)，这就导致了15N在硝酸盐池中富集。
利用此硝酸盐池，浮游植物体内就会富含15N(Gu 1993; Hodell and Schel ske1998; Hadas et al. 2009)。
在富氧水中，通过硝化作用，含轻同位素氮的铵盐被转化为亚硝酸盐以及硝酸盐。
通过这种作用形式，浮游植物可以提高或降低体内δ15N的含量(Lehmann et al. 2004; Syväranta et al. 2008)。
湖泊生产率是湖泊表层水中δ15N POM含量的一个基本控制因素。
快生浮游植物在营养吸收过程中伴随着少量的同位素分馏(Wada and Hattori 1978; Owens 1987)，而且有可能耗尽营养池中的15N，进一步导致15N的富集(Peterson and Fry 1987)。
然而，由于在富营养湖泊中蓝藻细菌的固氮作用占主导作用，湖泊营养状况与δ15N POM之间并不总是存在线性关系。
(Estep and Vigg 1985; Gu et al. 1996, 2006)。
利用δ15N POM相关的数据创建的营养基线，可以对消费者与捕食者之间的营养关系以及湖泊浮游生物食物网的能量流动途径来进行评估(Kling et al. 1992; Gu et al.1994;Bo -o tsma et al. 1996)。
先前的一些研究者根据少数样品中的δ15N POM可能会对真正的营养关系以及水生生态系统的主要能量来源造成曲解。
在稳定同位素技术可以熟练应用于食物网分析之前，有必要对δ15N POM的季节性变化规律作一个更好的理解。
2.实验材料与方法
集中分析世界各地发表的有关湖泊δ15N POM的资料后发现，在大多数情况下，只选用POM 的同位素数据，但在POM的相关数据不确定时，有时也会用浮游植物、浮游生物或大量浮游生物的同位素数据替代POM。
从这些研究中对样品的检测后发现，这些样品确实都是悬浮颗粒或POM。
为了检测δ15N POM值，溶解性无机氮的δ15N值，纬度，湖泊表面积，平均水深，pH，总磷（TP），总氮（TN），溶解性无机氮（NH4﹢+NO3﹣+NO2﹣），以及叶绿素a（Chl a）的相关数据都要记录。
由于并不是所有的数据都是从单一的一项研究中得来的，有事也需要从发表的副刊或数据库中查阅遗失的资料。
尽管做了以上种种努力，但是数据库中的数据遗失还是不可避免。
查阅了78个湖泊δ15N POM的相关资料，发现一般都有1到2个形态和1到5个生物地球化学变量。
研究多重样品δ15N POM的季节性数据之后发现，36座湖泊在开放时段都有两个月或一个月的数据代表着整个季节。
这些数据被用来计算δ15N POM的季节平均值，最大值，最小值以及变化幅度。
δ15N POM 的季节性变化幅度是δ15N POM的最大值与δ15N POM的最小值之间的差值。
这些参数与纬度、湖泊形态以及湖泊营养状态等一道被用来评估δ15N POM的变化规律与调控方法。
由于数据库中有关纬度，形态，营养以及叶绿素a的有关数据经常会丢失,所以用地理学、形态学以及营养状
态(Wetzel 2001),，代替上述各种数值来评估湖泊间δ15N POM的变化规律。
除了这36个湖泊的δ15N POM的数据，同时我也通过检测每个湖泊一到两个样品，测出了42个湖泊的δ15N POM值。
与此同时这批数据也反映了在一段很短的时期内地表水的生物地球化学过程，以及独立分析它与环境变化的关系。
比较这36个湖和42个湖的δ15N POM数据，可以估测样品检测方法对δ15N
值的潜在影响。
POM
利用这些数据可以检测多种样品检测方法之间的差异，运用SPSS软件寻找他们之间的相互关系（Version 10）。
当样品体积很小时就采用非参数分析，一般认为这个最小体积为P<0.05。
3.结果
这两个数据集中的湖泊的纬度度变化梯度是由热带到北极，但大多数湖泊都是在温热带地区（Fig 1a）。
湖泊间的稳定同位素值以及环境状况变化很大。
由于一些湖泊极高的营养值以及一部分大面积湖泊的影响，湖泊的平均面积，平均深度，TP以及叶绿素a的变化很大。
36个湖泊的季节性平均δ15N POM值变化范围为－0.5-13.3‰，而另外42个湖的δ15N POM值的变化范围为－2.5到11.6‰。
从全球范围的湖泊来看，这些大的变化与湖泊的形态以及营养状态变化相一致。
3.1. δ15N POM值的季节性变化
前面所研究的36个和另外42个湖泊的平均δ15N POM值范围为6.0-3.8‰。
两组湖泊的数据都显示随着纬度的增高，δ15N POM值也会缓慢增加，但增加并不明显（Fig .la）。
在小面积（≤1k㎡）湖泊中，δ15N POM值为3.1-3.7‰，相比中大型湖泊来讲，这个值更低。
贫营养湖中，季节平均δ15N POM值为4.6‰，富营养胡中这一值为7.3‰（Fig .lc）。
尽管在不同营养级之间的差异很大，但是这种差异在统计学上的意义还是非常重大的。
Jyväsjärvi湖是一座中高度营养湖，据检测它的季节平均δ15N POM值最高达到13‰(Syväranta et al. 2008),而检测到季节平均δ15N POM值最低的湖是African Great Lake, Lake Tanganyika，这两座湖都是贫营养湖泊。
(Sarvala et al. 2003)。
与之相反，另外42个湖泊δ15N POM值随着营养梯度的增加呈现出钟罩型曲线变化关系(Fig. 1c)。
季节性最低值意味着在一个生产周期内δ15N POM值的消耗最高。
Kirkkojärvi湖的δ15N POM值最低为-2.9‰，这是一座高纬度富营养湖(Vuorio et al. 2006)。
Baldeggersee湖是一座中纬度地区的富营养湖，据报道它的季节性最低δ15N POM值最大为10‰(Teranes and Bernasconi 2000).。
不同纬度（(Fig. 2a）湖泊的平均季节性最小δ15N POM值的变化范围为0.8-3.0‰。
然而，在小面积湖泊中，δ15N POM值的消耗量明显要比中等或大面积湖泊中要高(Fig. 2b)。
在营养状态不同的湖泊中季节性最低δ15N POM值没有明显差异(Fig. 2c)。
这也就说明了，一般情况下，不同营养状态的湖泊POM中都具有相似的同位素消耗。
季节性最大值表明在整个生产周期内δ15N POM值都很丰富。
据报道Jyväsjärvi湖具有季节性最高值以及最高的季节性平均值(Syväranta et al. 2008)。
有两座湖泊(Dart’s 和Mekkojärvi湖)同时具有最低季节性最大δ15N POM值，大约为2‰，总金额两座湖泊都是贫营养的酸性湖泊。
不同纬度地区湖泊的季节性最大δ15N POM值没有很大的差异(Fig. 3a)。
与季节性最低δ15N POM值相类似，与中等(12.1‰)或大面积湖泊(10.6‰)相比吗，小面积湖泊(5.6‰)的季节性最大δ15N POM值也是特别的低(Fig. 3b)。
因此，季节性最高δ15N POM值随着湖泊营养状况的增加而增大，这也就导致了贫养湖与富营养湖的季节性最高δ15N POM值的差值很大(Fig. 3c)。
季节性δ15N POM值的变化幅度为在一个生产周期内的同位素变化提供了测量依据这个变化范围为1.4-25.0‰，平均值为7.7‰(Table 1)。
3.2.δ15N POM值和DIN中δ15N值含量
经过查阅这36个湖中23个湖的季节性DIN浓度，作出DIN与δ15N POM值的关系图，发现尽管同位素值变化范围很大，但这两者之间是呈现一种正相关关系(Fig. 5).。
同时我也查阅了其中12个湖的铵盐、硝酸盐等DIN数据，因为单独利用这些数据不足以做相关分析。
在这
种情况下同一湖泊的铵盐和硝酸盐的同位素数据都是以平均值做计算。
这或许会出现偏差，因为在地表水中铵盐和硝酸盐浓度一般都不同，这也是选铵盐和硝酸盐做指标原因。
δ15N DIN 值的变化范围为1.1-12.1‰，它的平均值及变化幅度与δ15N POM值相类似(Table 1).。
δ15N DIN 值与δ15N P O M值的关系图揭示了这两者之间的正相关关系值与值的关系图揭示了这两者之间的正相关关系(Fig.6).
4.讨论
4.1. 季节性平均δ15N POM值的调控
文中分析表明，在生产率水平较高的湖泊中季节性平均δ15N POM值表低生产率湖泊更高。
这一结论与理论值(Peterson and Fry1987; Goericke et al. 1994)以及在实验室得到的结果(Wada and Hattori 1978; Montoya and McCarthy1995; Waser et al. 1998)相一致，这一结果表明随着氮摄取率的增高，δ15N分馏减少。
这同时也表明δ15N POM值反映着湖泊营养状态。
然而，在每个营养级的湖泊中δ15N POM值的变化范围都很大，这说明在一系列营养梯度下δ15N POM 值同时也受其他过程的影响。
事实上，在之前的研究中并没有报告称单个湖泊的δ15N POM值与营养状况之间存在线性关系(Lehmann et al. 2004; Gu et al.2006) 。
Gu等人. (1996)发现，从贫营养湖到富营养湖中，随着叶绿素a 浓度的增加，浮游生物的δ15N也会相应增加，但是在超富营养湖中会减少，这或许是因为固氮蓝藻细菌的作用导致的。
此前的一项研究中指出，Anabaena cylindrical 的δ15N值并不随藻类生长率的变化而变化(Minagawa and Wada 1986)。
这表明以固氮蓝藻细菌占主导的初级生产力并不会导致δ15N POM值的升高。
从已有的数据中可以知道，在许多的富营养胡中经常发生蓝藻爆发。
例如，Gu and Alexander (1993)曾经报道了Smith湖、Alaska湖在春季的蓝藻爆发。
Gu 等人 (2006)将Wauberg, Florida.湖的低δ15N POM
值归因于每年的蓝藻暴发(Cylindrospermopsissp.)。
Vuorio et al. (2006)从芬兰的三个富营养湖中采集了一些藻类，发现一些固氮蓝藻细菌如Anabaena spp. and Aphanizomenon spp 的δ15N POM值很低（-0.5-2.0‰）。
从已有的数据中也可以发现在其他的一些富营养湖中也会发生固氮蓝藻的爆发(Chapman and Schelske 1997; Havens et al. 1998)。
固氮作用也会导致一些贫营养湖中15N的减少，如Michigan湖（(MacGregor et al. 2001），Pyhäjärvi湖(Vuorio et al. 2006), Mekkojärv i (Jäntti 2007)以及Malawi (Gondwe et al. 2008)等这些δ15N值很低(¡0.2 to 2.0‰)的湖泊。
因此，在这些贫营养湖中15N的消耗极有可能与其低生产率及高固氮有关。
类似的，悬浮颗粒物15N值的检测结果表明在贫营养的北大西洋中固氮作用是主要的氮来源(Montoya et al. 2002)。
一系列营养梯度上的δ15N值可能反映了同位素组成上的差异以及湖泊之间DIN的利用情况。
δ15N DIN值δ15N POM值的密切关系表明在每座湖泊中δ15N POM值的变化都会受到DIN的同位素限值的部分影响。
δ15N DIN值受其来源以及其在湖泊中主要的生物地球化学过程（如硝化作用及反硝化作用）的影响。
例如，Ostrom et al. (1998)发现，在Superior湖中，由于其硝酸盐中的氮源是来自大气，所以硝酸盐中δ15N POM值低达-4‰。
Wang et al. (2008)发现，在中国的湖泊中，春季和冬季分别出现低、高Gu (1993)，这是由于在当地春季和冬季低、高硝酸盐的影响，因为在冬季有许多的含氮废水排放。
Syväranta et al. (2008)发现，在Finnish Lake Jyväs -järvi中，δ15N POM值很高的原因是由于大量铵盐的吸收。
Gu (1993)将初春Smith Lake, Alaska.湖中的高δ15N POM值归因于反硝化作用导致的富含15N的硝酸盐的大量吸收。
很明显，在着一系列营养梯度上δ15N POM值的显著变化是受多重因素的共同影响的，包括初级生产力、固氮作用、氮源以及DIN的同位素组成(Hadas et al.2009)。
当把δ15N POM值作为湖泊营养状态的指标时，应
对其引起足够的重视。
4.2. 湖泊面积的影响
湖泊面积是湖泊营养浓度以及有机物浓度的一个重要影响因素，进而影响POM的同位素含量。
Post（2002）研究发现，底栖初级消费者的δ13C含量与湖泊面积正相关。
他讲这种正相
关关系归因于有更多的外源物质进入小湖泊。
Bade等人（2004）研究发现，随着湖泊面积的
减小δ13C，DIN的δ13C值也会随之降低这主要是因为随着湖泊面积的减小，陆源有机物的输入也相应的减少。
由上分析可知，大湖（＞1k㎡）中的值δ15N POM明显要比小湖中高。
TP浓度会随着湖泊面积的减小而降低(Spearman’s _ correlation, P < 0.05, n = 26)，在大湖中营养水平的降低将会导致同位素分馏减少。
此外，小湖的高TP浓度将会导致蓝藻固氮增多(Gu et al. 1994, 2006; Jäntti 2007)。
4.3. 季节性最小和最大δ15N POM值的调控
季节性最低δ15N POM值表明了个别湖泊在一个生产周期内同位素值的消耗量很大。
不同营养状态湖泊相近的季节性最低δ15N POM值（2‰）可能是由于固氮作用导致的。
在许多湖泊中，固氮
作用在生产周期内的某一时段占主导地位，这也就临时导致POM中15N消耗。
例如，初春时节，在Smith 、Alaska湖中发现A. Xos-aquae 的爆发导致了δ15N POM值的降低(Gu et al. 1994)。
Lehmann et al. (2004)也将六月Laguna 湖中的低δ15N POM值归因于Aphanizomenon Xos-aquae 的固氮作用。
Patoine et al. (2006) 研究了北方大平原中六座湖泊的固氮作用，研究发现，随着蓝藻细菌丰度的增加，δ15N POM值会相应减少。
4.4 氮浓度的影响
悬浮有机物和沉积物的δ15N湖泊表层水的氮浓度以及氮的利用情况呈反相关关系。
(Owen et al. 1999;Teranes and Bernasconi 2000; Lehmann et al. 2004)。
事实上，在前面的几项相关研究中已经给出了在单个湖泊中DIN浓度和δ15N POM值之间的一种反相关关系(e.g., Gu 1993; Owen et al. 1999; Teranes and Bernasconi 2000)。
其他的研究没能够找出两者之间的固定关系(Lehmann et al. 2004; Gu et al. 2006)。
与此相反，我将多个湖泊做的交叉比较却表明，随着DIN浓度的升高，δ15N POM值呈现出上升的趋势(Fig. 5)。
Fig. 7 Box plot of seasonal δ15N POM amplitude for oligotrophic lakes of different latitudes and eutrophic lakes grouped by latitudinal regions (Low < 10°S ·30°N, Mid > 30°N < 50°N, and High 50°N). Box boundaries indicate the 25th and 75th percentiles; whiskers the 10th and 90th percentiles; the inner horizontal line is the median; circles indicate the 5th and 95th percentiles. _ox bars with different letters indicate statistical difference in δ15N POM (Mann–Whitney test, P < 0.05)
许多成功的研究利用δ15N值代表湖泊表层水的氮浓度及氮的利用情况，这种方法也被运用在氮营养非常有限的海洋环境中。
在许多淡水湖中，是磷而不是氮限制着初级生产力(Goldman et al. 1990)。
在所研究的湖泊中，磷的限值可以通过高的TN/TP量反映出来(Tables 1, 2)。
结果，营养梯度上δ15N POM值的增加可能会导致初级生产力的提高。
伴随着δ15N POM值升高导致的DIN浓度增加可能会被当做是维持初级生产所需要的营养。
近期的一项研究表明在淡水中氮或磷都可能是限制因素(Elser et al. 2007)。
在两着的共同限制作用下，提高氮源的输入可能会刺激浮游生物的生长以及因此导致的氮分馏的减少。
然而，在有蓝藻细菌的湖泊中，氮限制经常会引发固氮作用，最终导致POM中15N的消耗。
因此，利用悬浮有机物或沉积物中的δ15N来预测湖泊中的氮浓度时，必须同时参照其他的相关信息，例如湖泊藻类的种类组成、N:P等。
5.结论
尽管氮循环过程复杂、缺乏临界数据以及POM采集技术的多样化，上述所做的分析仍然揭示了全球范围内湖泊间的湖泊形态学、湖泊营养状态、δ15N POM值、固氮以及δ15N POM值的季节性变化等之间的重要关系。
高生产率湖泊的δ15N POM值往往很高，表明在高的营养状态导致POM中15N富集。
在氮-限制湖泊中15N的降低意味着这种湖泊中以浮游生物固氮为主要固氮途径。
在以悬浮或沉积POM的δ15N值来推测湖泊表层水的营养状态时，同时也必须考虑其他密切相关的影响因素，比如浮游生物种类或营养率等。
这些研究结果表明湖泊的季节性δ15N POM 值的显著变化与湖泊营养状态、湖泊所处的纬度等因素有关。
此外，一个或少数几个POM样品并不能代表湖泊表层水在生长季节的同位素特征。
这些研究结果为研究浮游生物食物网提供了更深入的信息。
为了更好的理解颗粒有机物稳定同位素（δ15N POM）与溶解性无机氮（DIN）、不同营养状态湖泊的固氮率与外源含氮化合物之间的关系，还需做更深入的研究。
