鄱阳湖水体悬浮有机质碳氮同位素分布特征及来源探讨

王毛兰,张丁苓, 赖建平,胡珂图,赖劲虎(1.南昌大学鄱阳湖环境与资源利用教育部重点实验室,江西 南昌 330047；2.南昌大学环境与化学工程学院,江西 南昌 330031)

鄱阳湖水体悬浮有机质碳氮同位素分布特征及来源探讨

王毛兰1,2*,张丁苓1,2, 赖建平1,2,胡珂图1,2,赖劲虎1,2(1.南昌大学鄱阳湖环境与资源利用教育部重点实验室,江西 南昌 330047；2.南昌大学环境与化学工程学院,江西 南昌 330031)

通过对鄱阳湖及其入湖河流(赣江、抚河、信江、修水及饶河)水体悬浮有机质碳、氮同位素含量的测定,分析了鄱阳湖及其入湖河流水体悬浮有机质碳同位素(δ13CPOM)和氮同位素(δ15NPOM)时空分布特征,探讨了其水体悬浮有机质和氮素来源.结果表明,鄱阳湖区枯水期δ13CPOM、δ15NPOM值分布范围分别为-26.59‰～-24.91‰(n=9)和 5.88‰～17.49‰(n=9),丰水期分别为-27.10‰～-25.88‰(n=9)和2.99‰～19.69‰(n=9);入湖河流水体枯水期δ13CPOM、δ15NPOM值变化范围分别为-27.79‰～-25.22‰(n=6)和2.87‰～9.26‰(n=6),丰水期分别为-28.07‰～-26.02‰(n=6)和2.12‰～8.75‰(n=6).有机质来源分析表明:C3植物是鄱阳湖区及其入湖河流水体悬浮有机质的主要来源;而氮素来源比较复杂,在不同季节和不同的地点也不尽相同,生活污水、化肥及其土壤流失氮是鄱阳湖区水体悬浮颗粒物氮素的3种主要来源;化肥、陆源有机质及其土壤流失氮是其入湖河流水体悬浮颗粒物氮素的3种主要来源.

鄱阳湖；悬浮有机质；碳同位素；氮同位素；物质来源

悬浮颗粒有机质(POM)是水生生态系统中许多消费者的重要食物来源[1],与生态系统的各个重要环节密切相关[2],是各种养分(C、N等)循环的关键环节[3].自然条件下,水环境中的有机质来源主要由水体自身有机质(如大型水生植物、浮游生物等)及异源有机质(如陆生植物碎屑和土壤有机质等)组成[4-6].不同来源有机质其稳定氮同位素值反映了外源与内源有机物在POM中的相对比例[4].研究悬浮有机质碳、氮同位素的变化是揭示水生态系统有机质碳、氮来源的重要手段之一[7].根据不同来源悬浮颗粒有机质具有特定的碳、氮同位素值变化范围,可对有机质的物源进行判别[8-9].湖泊有机质碳同位素是湖泊初级生产力变化的有效指示计,能有效指示水生生态系统初级生产力变化和有机碳在生态系统中的来源及其变化规律[4].

氮同位素不仅可以示踪有机质来源,而且能够反映氮来源及氮循环过程中相关的生物地球化学循环过程,是指示湖泊系统内部氮循环过程中相关生物地球化学过程的重要工具[10-11].对悬浮物氮同位素进行研究,也为营养物质运移过程的研究提供了工具[12].同时,它还能够为汇水区域内天然和人为活动保留较为详细和完整的信息[13-14].近年来,越来越多的研究采用两种或多种同位素对水环境中的有机质进行示踪,倪兆奎等

[15]运用稳定同位素技术,研究了洱海不同季节、不同河流水体悬浮颗粒物中有机碳、氮的来源,并探讨了其与流域环境和人类活动之间的关系.李慧垠等[16]运用稳定碳、氮同位素技术分析了北京市水源地水体颗粒物有机质来源;Xu等

[17]研究了抚仙湖和星云湖颗粒态有机碳、氮同位素分布特征,揭示了贫、富营养湖泊同位素的差异;王静等[18]利用颗粒态有机物稳定氮同位素比值的季节及水体剖面变化,示踪了红枫湖和百花湖湖泊氮源变换以及氮在湖泊内部的生物地球化学过程.王毛兰等[19]利用碳、氮同位素研究了鄱阳湖及其支流表层沉积物有机质的来源.

鄱阳湖是我国最大的淡水湖泊,位于江西省北部,长江中下游,与赣江、抚河、信江、饶河、修水五条河流尾闾相接,调蓄后经湖口注入长江,是一过水性、吞吐型湖泊,流域面积占整个江西省总面积的 97%.鄱阳湖水体输入主要来源于其支流,五大支流赣江、抚河、修水、信江、饶河入湖水量所占百分比分别为55%、12.1%、9.2%、14.4%、9.3%.多年统计资料表明,鄱阳湖流域多年平均年进湖沙量2104.2万t,其中87.2%来自于“五河”[20].经由入湖口输送的颗粒物质进入鄱阳湖后,发生一系列迁移、转化过程,对碳、氮的生物地球化学循环和鄱阳湖的生态环境产生重要影响.颗粒态有机碳和颗粒态氮是河流输送营养盐的主要形态之一,悬浮泥沙是颗粒态营养盐和污染物的重要载体,河流中 90%以上营养物质来自泥沙中有机物的分解[21].因此深入了解鄱阳湖水体悬浮有机质分布特征及其来源,是了解鄱阳湖水体营养盐负荷和源头控制营养盐输入量的关键步骤.本文通过对鄱阳湖水体悬浮颗粒物中δ13CPOM及δ15NPOM值的测定,探讨了鄱阳湖水体悬浮有机质碳氮同位素时空分布特征,揭示了不同季节水体悬浮颗粒物中有机碳、氮的来源,以期为有效控制鄱阳湖污染负荷提供基础．

1 材料与方法

1.1 样品采集

图1 鄱阳湖区采样点示意Fig.1 The sampling sites in Poyang Lake

样品采集工作于2011年11月初和2012年5月底进行,由于近年来鄱阳湖水位的异常,2011年11月鄱阳湖已提前进入枯水期,2012年5月已提前进入丰水期.共采集了15个水体悬浮颗粒物样品,采样点分别位于鄱阳湖主航道及各主要支流的入湖河口,见图 1.使用深水采样器进行水样采集,根据不同季节悬浮物浓度不同而视需要采集1L到5L左右水样.采集后的水样使用预先在500℃下灼烧 4h左右的玻璃纤维滤膜(Whatman GF/F,0.7μm,47mm) 过滤以收集悬浮颗粒物,滤膜避光冷藏,过滤后的水样装入聚乙烯瓶中保存.过滤后的滤膜用冷冻干燥机干燥后称重,称重后滴加1mol/L的盐酸浸湿滤膜,放入盛有浓盐酸的干燥器中反应24h以除去样品中的无机碳,然后反复用蒸馏水冲洗样品直至pH值为中性后再将其冷冻干燥,用于测定δ13C、δ15N.

1.2 分析测试方法

经过上述处理后的样品在国家海洋局第三海洋研究所用元素分析仪(Flash EA 1112HT)和同位素质谱仪(Delta V advantage)联用测定有机碳、氮的含量及稳定同位素组成,计算公式为:

式中:13C/12C和15N/14N 分别对应于国际标准ViennaPDB与大气中的氮标准,分析误差为＜0.2‰.样品的C/N比值可由测定的总有机碳含量与总氮含量计算得到.

现场用便携式多参数仪测定水温,溶解氧(DO),pH和电导率等参数,叶绿素 a含量现场用哈希便携式叶绿素测定仪测定,透明度采用赛氏盘法进行测定[22].

采用数理统计学方法处理数据,运用 SPSS 18.0、sigmaplot6.0进行因子的相关分析和制图.

2 结果与讨论

2.1 研究区环境因子基本理化性质

研究区水体基本理化性质见表 1,由表 1可知,鄱阳湖区水体呈中性偏碱性,枯水期 pH值高于丰水期,丰水期各采样点pH值差异不大, 其变化范围为6.73～7.04,枯水期各采样点pH值变化范围为7.04～8.17.DO含量丰水期高于枯水期,丰水期变化范围为 7.5～11.33mg/L,枯水期为 6.22～9.89mg/L,龙口港处DO含量最低,枯水期透明度明显低于丰水期.叶绿素 a(Chl a)含量枯水期变化范围为0.23～1.94μg/L,平均值为0.50μg/L,丰水期变化范围为0.28～0.83μg/L,平均值为0.45μg/L.各入湖河流水体枯水期偏碱性,丰水期各入湖河流水体中性偏碱性.DO含量各河流差异比较大,枯水期最低值出现在饶河,其值为5.97mg/L,而丰水期最低值出现在赣江南支, 其值为 4.24mg/L,最高值出现在修水, 其值为 8.98mg/L.各河流透明度差值也比较大,枯水期最低值出现在赣江北支和饶河,为 11cm,最高值出现在修水,为 69cm.丰水期各河流透明度均比枯水期高,最低值也出现在赣江北支,为 20cm,最高值出现在信江,为86cm.河流透明度总体上比鄱阳湖区水体透明度高.各河流叶绿素a含量相差比较大,枯水期变化范围为 0.15～2.87μg/L,修水最小,赣江南支最大;丰水期变化范围为0.28～0.89μg/L,赣江北支最小,抚河最大.

相关研究表明,叶绿素a的变化可以反映水体初级生产力的变化[23],而δ13CPOM的季节性变化与初级生产力有关[24-25].本文通过对叶绿素 a和δ13CPOM和 δ15NPOM值之间的相关性分析表明,鄱阳湖水体枯水期 δ13CPOM与叶绿素 a(r=-0.617, P=0.014)之间具有显著相关性,丰水期 δ13CPOM与叶绿素 a(r=-0.449,P=0.093)之间具有一定的相关性,且在0.1水平上显著相关.而枯水期δ15NPOM与叶绿素a(r=0.221,P=0.429)、丰水期δ15NPOM与叶绿素 a(r=-0.245,P=0.379)之间均不存在显著的相关关系,因此初级生产力有可能是鄱阳湖水体悬浮有机质碳同位素季节性变化的主要原因.

2.2 鄱阳湖区水体悬浮有机质碳同位素及来源

鄱阳湖区水体悬浮颗粒有机质碳同位素组成季节性变化不明显,δ13CPOM枯水期分布范围为-26.59‰～-24.91‰,均值为-25.71‰;丰水期为-27.10‰～-25.88‰,均值为-26.52‰,δ13CPOM季节性变化幅度为 2.19‰.在各采样点水体悬浮有机质总体上表现出丰水期碳同位素值偏“负”,枯水期偏“正”的特点,见图 2.这是由于夏季温度较高,水生生物生长比较旺盛,水生生物在利用水中溶解的无机碳进行光合作用时引起了同位素分馏,导致 δ13C下降[26].鄱阳湖水体枯水期透明度明显低于丰水期,较低的透明度会抑制浮游植物生长

[27],从而导致外源有机物对水体悬浮颗粒有机质的贡献较大,水体悬浮颗粒有机质中外源有机物的δ13C比浮游植物高[28-30],因此δ13CPOM在枯水期偏“正”与较高的外源有机物比例也有一定的关系.空间分布上,主航道从上游三江口至下游湖口, δ13CPOM没有很明显的空间分布特征,丰水期上游三江口处δ13CPOM值最低,星子处最高.三江口处鄱阳湖内有大面积芦苇,在春、夏季生长比较旺盛,其光合作用导致同位素分馏,因此丰水期其δ13CPOM值最“负”;星子县水土流失比较严重,导致其外源有机质比例增加从而使其δ13CPOM更“正”.在枯水期龙口港处δ13CPOM明显低于其它点,周溪处最高,而中下游处都昌至湖口δ13CPOM值差异不大,表明了其有机质来源的一致性.

表1 研究区水质基本参数Table 1 General characteristics of water samples in Poyang Lake

图2 鄱阳湖区水体悬浮有机质碳、氮同位素值季节性变化Fig.2 Seasonal variation of δ13C and δ15N value in particulate organic matters in Poyang Lake

天然水体中有机质主要有自生有机质和外 源有机质两种来源,不同的物质具有各自特定的碳、氮同位素信号:δ13C能够较好地反映在光合作用过程中碳的同化作用及碳源同位素的组成

[31];而δ15N能反映沉积物有机质的来源是基于陆生和水生系统固氮的途径差异[32].一般认为,δ13C范围为-30‰～-23‰, C4植物的δ13C范围为-17‰～-9‰[33],内源有机质 δ13C 为-22‰～-19‰[34],混合有机质(即陆源和水生来源混合体) δ13C处于- 22‰～-16‰之间[35]．对于以自生有机质为主的湖泊,浮游植物比沉水植物的碳同位素值低[36].从图3可以看出,枯水期、丰水期鄱阳湖区各采样点水体悬浮颗粒物的δ13C均较为接近,处于 C3植物范围内,因此认为鄱阳湖水体悬浮有机质主要来源于C3植物的贡献.

图3 鄱阳湖区水体悬浮颗粒物的δ13C 分布Fig.3 Spatial distribution of δ13C in particulate organic matters in Poyang Lake

2.3 入湖河流水体悬浮有机质碳同位素及来源

鄱阳湖各入湖河流水体悬浮有机质碳同位素季节变化特征不明显,枯水期 δ13CPOM变化范围为-27.79‰～-25.22‰,丰水期变化范围为-28.07‰～-26.02‰,季节性变化幅度为2.85‰.丰水期和枯水期其值相差不大,总体上表现出枯水期偏“正”的特征,这与鄱阳湖区δ13C值变化特征相似.只有修水枯水期 δ13CPOM值比丰水期δ13CPOM值偏“负”(图 4),修水河流经的永修县是个棉花大县,而样品采集季节正好是棉花收割时期,大量棉花秸秆等被扔进河流,而棉花正好是C3植物,从而导致这个时期修水河流水体C3植物来源有机质贡献增加,因此其枯水期 δ13CPOM值偏“负”.各入湖河流同一水期的δ13C值无显著差异,这与河流的有机质来源相似有关.赣江北支在枯水期和丰水期 δ13CPOM均高于其他河流,而赣江南支处在枯水期和丰水期均最低.赣江北支属泥沙质冲积平原,由于过度围垦,造成草根植物缺少,水土流失,导致河流水体陆源有机质贡献增加,因此其 δ13CPOM更“正”;而赣江南支下游流经的蒋巷镇是南昌重要的农副产品生产基地,有全省最大的个体优质稻种植基地,因此赣江南支水体 C3植物来源有机质比例比其他河流高,δ13CPOM值更“负”.从图 5可以看出,各入湖河流水体悬浮有机质δ13C均处于C3植物范围内,说明各入湖河流水体悬浮有机质主要来源于C3植物,且没有季节性差异.

2.4 鄱阳湖区水体悬浮有机质氮同位素及来源

鄱阳湖区水体悬浮颗粒有机质中δ15NPOM值枯水期变化范围为 5.88‰～17.49‰,丰水期δ15NPOM变化范围为2.99‰～19.69‰,大部分点位表现为枯水期δ15NPOM值高于丰水期(图2).枯水期都昌处 δ15NPOM值最大,最小值出现在三江口,其他采样点 δ15NPOM值相差不大.丰水期星子处δ15NPOM值最大,龙口港处最低,三江口和老爷庙处δ15NPOM值也相对较低.

天然水体悬浮颗粒物中的氮主要来源于土壤流失、农业化肥、生活污水、动物排泄和植物死亡等.由于不同来源的含氮物质具有不同的氮同位素信号,因此,可以通过对天然水体中悬浮颗粒物稳定氮同位素组成的变化来示踪氮的来源.土壤流失氮的δ15N为3‰～8‰[37],人工合成肥料的 δ15N为- 4‰～4‰[38-39],人类和动物排泄的废物中的硝酸盐的δ15N为10‰～20‰[40-41],大气沉降NO3--N的δ15N为0.2‰～0.8‰,陆源有机质的δ15N值的范围为-10‰～10‰,平均值为2‰[42].水源性有机质的 δ15N 较高,其平均值约为6.5‰[43-44].

图4 入湖河流水体悬浮有机质碳、氮同位素值季节性变化Fig.4 Seasonal variation of δ13C and δ15N value in particulate organic matters in the main tributaries of Poyang Lake

从图 6可以看出,枯水期鄱阳湖水体悬浮有机质氮源有2种情况:龙口港和都昌处δ15N值位于生活污水范围内,表明此点位水体悬浮颗粒物氮主要来源于生活污水.龙口港为饶河入湖处,地处饶河段的鄱阳县渔业养殖比较发达,养殖废水是其氮素的主要来源,因此加强养殖废水的管理对于控制其水体氮污染负荷具有重要意义;其他点位水体悬浮颗粒物氮主要来源于土壤流失氮.丰水期鄱阳湖水体悬浮有机质氮源有3种情况:星子处δ15N值高达 19.69‰,说明其悬浮颗粒物氮主要来源于生活污水,这与星子县发达的畜禽养殖有很大关系;三江口、龙口港、老爷庙及吴城处悬浮颗粒物氮主要来源于人工合成肥料;康山、周溪、都昌及湖口处主要来源于土壤流失氮.从上述结果可以看出,一半以上的采样点悬浮颗粒物氮主要来源于土壤有机质,说明外源是鄱阳湖水体悬浮颗粒物氮的主要来源.鄱阳湖流域水土流失严重[45]是其悬浮颗粒物氮来源为土壤有机质的主要原因之一.因此加强鄱阳湖区水土保持对于控制鄱阳湖氮负荷起关键作用.

图5 鄱阳湖入湖河流水体悬浮颗粒物的δ13C分布Fig.5 Spatial distribution of δ13C in particulate organic matters in the main tributaries of Poyang Lake

鄱阳湖水体δ13CPOM和δ15NPOM季节性变化幅度均小于温带和寒带的一些湖泊[6,31].Gu等

[6,46]的研究发现,受纬度及悬浮有机质组成的影响,δ13CPOM及δ15NPOM的季节性变化幅度在高纬度的富营养化湖泊较大,而在低纬度的贫中营养化湖泊较小.鄱阳湖属于亚热带湿润性季风型气候,为中营养型水体[47],而POM 在贫中营养型水体中非生物有机质所占的比例较高[6],非生物有机物对环境因子的变化如光照、温度等不敏感,因此 δ13CPOM及 δ15NPOM的季节性变化幅度较小[46].

图6 鄱阳湖区水体悬浮颗粒物的δ15N分布Fig.6 Spatial distribution of δ15N in particulate organic matters in Poyang Lake

2.5 入湖河流水体悬浮有机质氮同位素及来源

各入湖河流水体枯水期δ15NPOM变化范围为2.87‰～9.26‰,丰水期为 2.12‰～8.75‰,季节性变化幅度为7.14‰.由图4可知,信江、修水入湖口水体丰水期 δ15NPOM值大于枯水期,而饶河和赣江南支枯水期δ15NPOM值更“正”,抚河和赣江北支丰水期和枯水期 δ15NPOM值相差不大.在所有河流中赣江南支δ15NPOM值最小.从图7可以看出,枯水期入湖河流水体悬浮有机质氮源有3种情况:赣江南支和信江 δ15NPOM处于化肥和陆源有机质范围内,推断其悬浮颗粒有机质氮主要来源于化肥;抚河、修水和赣江北支悬浮颗粒有机质氮主要来源于土壤流失氮;饶河主要来源于陆源有机质.丰水期入湖河流水体悬浮有机质氮源有3种情况:赣江南支δ15NPOM为2.12‰,主要来源于化肥;赣江北支主要来源于陆源有机质;抚河、修水、信江和饶河主要来源于土壤流失氮.

图7 鄱阳湖入湖河流水体悬浮颗粒物的δ15N分布Fig.7 Spatial distribution of δ15N in particulate organic matters in the main tributaries of Poyang Lake

3 结论

3.1 鄱阳湖区水体悬浮颗粒有机质碳同位素组成季节性变化不是很明显,枯水期 δ13CPOM值分布 范 围 为 -26.59‰～-24.91‰,丰 水 期 为-27.10‰～-25.88‰;总体上表现出丰水期碳同位素值偏“负”,枯水期偏“正”的特征;其水体悬浮有机质主要来源于C3植物的贡献.

3.2 入湖河流水体悬浮有机质碳同位素枯水期δ13CPOM变化范围为-27.79‰～-25.22‰,丰水期为-28.07‰～-26.02‰, 总体上表现出枯水期偏“正”的特征,与鄱阳湖区水体悬浮有机质来源相似,其水体悬浮有机质也主要来源于C3植物.

3.3 鄱阳湖区 δ15NPOM值枯水期变化范围为5.88‰～17.49‰,丰水期 δ15NPOM变化范围为2.99‰～19.69‰,其悬浮颗粒物氮来源不同季节不同点位差异性比较大,丰水期除龙口港和都昌来源生活污水外,其他点位均来源土壤流失氮;枯水期星子处来源于生活污水,三江口、龙口港、老爷庙及吴城处主要来源于人工合成肥料,其他点位主要来源土壤流失氮.

3.4 各入湖河流水体枯水期 δ15NPOM变化范围为 2.87‰～9.26‰,丰水期为 2.12‰～8.75‰;枯水期赣江南支和信江悬浮颗粒有机质氮主要来源于化肥,饶河主要来源于陆源有机质,其它河流主要来源于土壤流失氮;丰水期赣江南支主要来源于化肥,赣江北支主要来源于陆源有机质,而抚河、修水、信江和饶河主要来源于土壤流失氮.

[1]Wetzel R G. Limnology: Lake and river ecosystems [M]. 3rd ed. Academic Press, 2001.

[2]李 斌,徐丹丹,王志坚,等.三峡库区蓄水175m对汉丰湖不同生物类群 δ13C、δ15N 值的影响 [J]. 中国环境科学, 2013,33(8): 1426-1432.

[3]Leenheer J A, Croué J P. Characterizing aquatic dissolved organic matter [J]. Environmental Science and Technology, 2003,37:19-26.

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

[5]Onstad G D, Canfield D E, Quay P D, et al. Sources of Particulate organic matter in river from the continental USA: Lignin phenol and stable carbon isotope compositions [J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 2000,64(20):3539-3546.

[6]Gu B. Variations and controls of nitrogen stable isotopes in particulate organic matter of lakes [J]. Oecologia, 2009,160: 421-431.

[7]Costanzo S D, O'Donohue M J, Dennison W C, et al. A new approach for detecting and mapping sewage impacts [J]. Marine Pollution Bulletin, 2001,42(2):149-156.

[8]Cifuentes L A, Sharp J H, Fogel M L. Stable carbon and nitrogen isotope biogeochemistry in the Delaware Estuary [J]. Limnology and Oceanography, 1988,33:1102-1115.

[9]Goering J, Alexander V, Haubenstock N. Seasonal variability of stable carbon and nitrogen isotope ratios of organisms in a North Pacific Bay [J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 1990,30: 239-260.

[10]Teranes J L, Bernasconi S M. The record of nitrate utilization and productivity limitation provided by δ15N values in lake organic matter, a study of sediment trap and core sediments from Baldeggersee, Switzerland [J]. Limnology and Oceanography, 2000,45:801-813.

[11]Lehmann M F, Bernasconi S M, Mckenzie J A. 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 [J]. Limnology and Oceanography, 2004,49(2):415-429.

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

[13]Brabandere L D, Dehairs F, Damme S V, et al. δ15N and δ13C dynamics of suspended organic matter in freshwater and brackish waters of the Scheldt estuary [J]. Journal of Sea Research, 2002,48:1-15.

[14]Cole Marci L, Valiela I, Kroeger K D, et al. Assessment of a δ15N isotopic method to indicate anthropogenic eutrophication in aquatic ecosystems [J]. Journal of Environmental Quality, 2004, 33,124-132.

[15]倪兆奎,王圣瑞,赵海超,等.洱海入湖河流水体悬浮颗粒物有机碳氮来源特征 [J]. 环境科学研究, 2013,26(3):287-293.

[16]李慧垠,王 广,季宏兵,等.北京水源地水体中颗粒有机质的碳氮同位素研究 [J]. 环境科学学报, 2011,31(12):2663-2671.

[17]Xu J, Li S, Xie P. Differences in δ13C and δ15N of particulate organic matter from the deep oligotrophic Lake Fuxian connected with the shallow eutrophic Lake Xingyun, People's Republic of China [J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 2005,74:281-285.

[18]王 静,吴丰昌,黎 文,等.云贵高原湖泊颗粒有机物稳定氮同位素的季节和剖面变化特征 [J]. 湖泊科学, 2008,20(5):571-578.

[19]王毛兰,赖建平,胡珂图,等.鄱阳湖表层沉积物有机碳、氮同位素特征及其来源分析 [J]. 中国环境科学, 2014,34(4):1019-1025.

[20]张 本,陆中光,朱宏富,等.鄱阳湖研究 [M]. 上海:上海科学技术出版社, 1988.

[21]Hwang B G, Jun K S, Lee Y D, et al. Importance of DOC in sediment for contaminant transport modeling [J]. Water Science and Technology, 1998,38(11):193-199.

[22]国家环境保护总局《水和废水监测分析方法》编委会.水和废水监测分析方法 [M]. 4版.北京:中国环境科学出版社, 2002: 101.

[23]Smith V H. Nutrient dependence of primary productivity in lakes [J]. Limnology and Oceanography, 1979,24:1051-1064.

[24]Gu B,Chapman A D,Schelske C L. Factors controlling seasonal variations in stable isotope composition of particulate organic matter in a soft water eutrophic lake [J]. Limnology and Oceanography, 2006,51:2837-2848.

[25]Rau G H, Takahashi T, Des Marais D J. Latitudinal variations in plankton δ13C: Implications for CO2and productivity in past oceans [J]. Nature, 1989,341:516-518.

[26]唐艳凌,章光新.基于稳定同位素示踪的流域颗粒有机物质来源辨析 [J]. 中国环境科学, 2010,30(9):1257-1267.

[27]Kimmel B L, Lind O T, Paulson L J. Reservoir primary production. In: Thornton K W, Kimmel B L, Payne F E, eds. Reservoir limnology: Ecological perspectives [M]. New York: John Wiley and Sons, Inc, 1990.

[28]Hamilton S K, Lewis Jr W M. Stable carbon and nitrogen isotopes in algae and detritus from the Orinoco River floodplain, Venezuela [J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 1992,56: 4237-4246.

[29]Grey J, Jones R I, Sleep D. Seasonal changes in the importance of the source of organic matter to the diet of zooplankton in Loch Ness, as indicated by stable isotope analysis [J]. Limnology and Oceanography, 2001,46:505-513.

[30]Delong M D, Thorp J H. Significance of instream autotrophs in trophic dynamics of the Upper Mississippi River [J]. Oecologia, 2006,147:76-85.

[31]Hayes J M. Factors controlling13C contents of sedimentary organic compounds: principles and evidence [J]. Marine Geology, 1993,113:111-125.

[32]周志华,李 军,朱兆洲.龙感湖沉积物碳、氮同位素记录的环境演化 [J]. 生态学杂志, 2007,26(5):693-699.

[33]Boutton T W. Stable isotope ratios of natural materials: II. Atmospheric, terrestrial, marine, and freshwater environments [M]//Coleman D C, Fry B, eds. Carbon Isotope Techniques. New York: Academic Press, 1991:173-185.

[34]Louchouam P, Lucotte M, Farella N. History and geographical variations of source and transport of terrigenous organic matter within a large-scale coastal environment [J]. Organic Geochemistry, 1999,30:675-699.

[35]Meyers P A. Applications of organic geochemistry to paleolimnological reconstructions: A summary of examples from the Laurentian Great Lakes [J]. Organic Geochemisty, 2003, 34(2):261-289.

[36]Stuiver M. Climate versus changes in content of organic component of lake sediment during the Late Quarternary [J]. Quaternary Research, 1975,5:252-262.

[37]Kendall C. Tracing nitrogen sources and cycling in catchments. Kendall C, Mcdonnell J J. ed. Isotope tracers in catchment hydrology [M]. Amsterdam: Elsevier Science B. V., 1998:519-576.

[38]Heaton T H E. Isotopic studies of nitrogen pollution in the hydrosphere and atmosphere: a review [J]. Chemical Geology, 1986,59:87-102.

[39]Gromley J R, Spalding R F. Sources and concentrations of nitrate-nitrogen in ground water of the Central Platte Region, Nebraska [J]. Ground Water, 1979,17:291-301.

[40]Elizabeth D, Karenl K, Scottd W. Identifying sources of nitrogen to Hanalei Bay, Kauai, utilizing the nitrogen isotope signature of macroalgae [J]. Environmental Science and Technology, 2007,41: 5217-5223.

[41]Ruiz-Fernandez A C, Hillaire-Marcel C, Ghaleb B, et al. Recent sedmientary history of anthropogenic impacts on the Culiacan River Estuary, Northwestern Mexico: Geochemical evidence from organic matter and nutrients [J]. Environmental Pollution, 2002,118:365-377.

[42]Gearing J N. The use of stable isotope ratios for tracing the nearshore-offshore exchange of organic matter [M]. Jansson B O ed. Lecture Notes on Coastal and Estuarine Studies. Berlin Springer, 1988:69-101.

[43]Herczeg A L, Smith A K, Dighton J C. A 120-year record of changes in nitrogen and carbon cycling in Lake Alexandrina, South Australia: C: N, δ15N, and δ13C in sediments [J]. Applied Geochemistry, 2001,16:73-84.

[44]Andreas L, Gerhard H S, Bernd Z. A lateglacial and holocene organic carbon isotope record of lacustrine palaeoproductivity and climatic change derived from varied lake sediments of Lake Holzmaar, Germany [J]. Quaternary Science Reviews, 2003,22: 569-580.

[45]师 哲,张 亭,高华斌.鄱阳湖地区流域水土流失特点研究初探 [J]. 长江科学院院报, 2008,25(3):38-41.

[46]Gu B, Schelske C L, Waters M N. Patterns and controls of seasonal variability of carbon stable isotopes of particulate organic matter in lakes [J]. Oecologia, 2011,165:1083-1094.

[47]胡春华,周文斌,肖化云.鄱阳湖富营养化现状及其正态分布特征分析 [J]. 人民长江, 2010,41(19):64-68.

Distribution and sources of stable organic carbon and nitrogen isotopes in suspended particulate organic matter of Poyang Lake

WANG Mao-lan1,2*, ZHANG Ding-ling1,2, LAI Jian-ping1,2, HU Ke-tu1,2, LAI Jin-hu1,2(1.The Key

Laboratory of Poyang Lake Environment and Resource Utilization Ministry of Education, Nanchang University, Nanchang 330047, China；2.School of Environmental and Chemical Engineering, Nanchang University, Nanchang University, Nanchang 330031, China). China Environmental Science, 2014,34(9)：2342～2350

Fifteen samples from the Poyang Lake and its main tributaries (Ganjiang River, Fuhe River, Xinjiang River, Xiushui River and Raohe River) were collected to analyze organic carbon and nitrogen isotopes in suspended particles. In addition, the sources of organic matter and nitrogen in the suspended particulate organic matter were analyzed. The results showed that the organic carbon isotope composition (δ13CPOM) ranged from -26.59‰ to -24.91‰(n=9) and -27.10‰ to -25.88‰ (n=9) whereas the nitrogen isotope composition (δ15NPOM) was from 5.88‰ to 17.49‰ and 2.99‰ to 19.69‰ in low water period and high water period, respectively in Poyang Lake area. In the suspended particulate organic matter of the main tributaries, the δ13CPOMvalues ranged from -27.79‰ to -25.22‰(n=6) and -28.07‰ to -26.02‰(n=6)whereas the δ15NPOMwas from 2.87‰ to 9.26‰ and 2.12‰～8.75‰ in low water period and high water period, respectively. The C3 plants were the main sources of the suspended particulate organic matter in Poyang Lake and its main tributaries. The sources of nitrogen in the suspended particulate organic matter were complex. Domestic sewage, chemical fertilizer and soil erosion were the main sources of nitrogen in the suspended particulate organic matter in the Poyang Lake. Whereas the chemical fertilizer, terrestrial organic matter and soil erosion were the main sources of nitrogen in the suspended particulate organic matter in its main tributaries.

Poyang Lake；suspended particulate organic matter；carbon isotopic；nitrogen isotopic；sources

X524

A

1000-6923(2014)09-2342-09

王毛兰(1979-),女,江西临川人,副教授,博士,主要从事水环境等方面的研究.发表论文20余篇.

2013-12-05

江西省自然科学基金(20114BAB213023);江西省教育厅科学技术研究项目(赣教技字[GJJ11283]号);南昌大学鄱阳湖环境与资源利用教育部重点实验室开放基金

*责任作者, 副教授, wml2001@163.com