孫秀茹,童幫會(huì),閆如玉,劉 敏,韓美麗,林賢彪,程 呂 (華東師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院,地理信息科學(xué)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,上海 200241)

河口濕地是重要的自然生態(tài)系統(tǒng)之一,具有獨(dú)特的自然環(huán)境,較高的生產(chǎn)力,且在全球生物地球化學(xué)循環(huán)中扮演著重要的作用[1].盡管氮是河口濕地生態(tài)系統(tǒng)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)和初級(jí)生產(chǎn)力的重要元素,但氮污染及其影響起的生態(tài)環(huán)境問題也備受國(guó)內(nèi)外學(xué)者的廣泛關(guān)注[2-5].近年來,由于人類活動(dòng)導(dǎo)致的大量無機(jī)氮進(jìn)入到河口生態(tài)系統(tǒng)中,造成河口富營(yíng)養(yǎng)化和藻華等一系列生態(tài)環(huán)境問題[1].因此,河口濕地氮的生物地球化學(xué)循環(huán)及其生態(tài)環(huán)境效應(yīng)的研究已成為當(dāng)今河口環(huán)境研究的熱點(diǎn)話題之一.河口環(huán)境中氮的生物地球化學(xué)循環(huán)不僅包括了硝化、反硝化和厭氧氨氧化等可以減少氮污染的脫氮過程,還包括了氮的礦化和固氮等過程.固氮過程能夠?qū)⒋髿庵械牡獨(dú)廪D(zhuǎn)化為環(huán)境中的可利用性氮,從而提高河口生態(tài)系統(tǒng)的初級(jí)生產(chǎn)力,但也可能加劇水體富營(yíng)養(yǎng)化,因而受到了國(guó)內(nèi)外學(xué)者的廣泛關(guān)注[6-7].

河口濕地作為重要的生態(tài)系統(tǒng)之一,在全球氮循環(huán)中發(fā)揮著重要的作用[8-10].河口獨(dú)特的水文條件對(duì)氮循環(huán)的轉(zhuǎn)化具有重要的影響,此外海平面上升也會(huì)改變河口濕地生態(tài)系統(tǒng)的特性,進(jìn)而影響氮循環(huán)過程[11].因此,開展河口濕地微生物固氮特征及其生態(tài)環(huán)境效應(yīng)研究對(duì)于全球生物地球化學(xué)循環(huán)具有重要的意義[12].目前,關(guān)于微生物固氮的研究結(jié)果表明,在熱帶亞熱帶海域大量藍(lán)藻固氮細(xì)菌(束毛藻屬、胞內(nèi)植生藻)的海洋微生物固氮[13],而在海洋溫度相對(duì)較低(＜20℃)的海域抑制大量藍(lán)藻細(xì)菌的生長(zhǎng),并形成高溶解度的無機(jī)氮濃度,從而抑制固氮速率[14].然而,最近的研究表明,海洋固氮作用,可能是由單細(xì)胞的藍(lán)藻細(xì)菌和異樣細(xì)菌介導(dǎo)的,即使在相對(duì)較冷(＜10℃)和大西洋海岸[15]和波羅的海河口[16]也發(fā)現(xiàn)了這些固氮微生物.Shiozaki等[17]對(duì)日本本州島東部溫暖淺海固氮及其影響因子研究,結(jié)果表明溫度、nifH豐度和種類直接影響了微生物固氮速率.此外,Varley等[18]研究結(jié)果說明在固氮酶影響下的固氮速率受到環(huán)境中鐵元素的影響.然而,濕地生態(tài)系統(tǒng)土壤微生物固氮研究表明溫度是影響固氮微生物分布的最顯著因子[19-20].此外,溶解性無機(jī)氮對(duì)河口固氮作用有抑制作用,但低水平的氮磷比和鐵等微量元素對(duì)固氮作用有促進(jìn)作用[21].在河口生態(tài)系統(tǒng)中,Huang等[22]在崇明北部同一潮灘海拔不同采樣點(diǎn)土壤表層固氮速率,發(fā)現(xiàn)微生物固氮會(huì)受到外來入侵植物的影響,且這些外來入侵植物是通過改變表層土壤氮磷比率,從而影響了表層土壤的固氮速率.謝文霞等[23]對(duì)膠州灣河口濕地土壤氮含量的空間分布研究發(fā)現(xiàn),銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、總有機(jī)碳和總磷主要集中在土壤表層,對(duì)表層土壤的固氮影響較大[25]. Moisander等[24]研究切薩皮克灣沉積物固氮微生物組成的時(shí)空變化發(fā)現(xiàn),鹽度、溶解性無機(jī)氮、溶解性有機(jī)碳和溶解性有機(jī)磷等環(huán)境因子與固氮微生物群落組成有顯著關(guān)系.迄今為止,已有的水生固氮微生物研究多限于海洋,固氮作用也多與水質(zhì)以及氮的含量密切相關(guān)[24-27].

圖1 長(zhǎng)江口東灘地理位置與采樣點(diǎn)Fig.1 Locations of Dongtan wetland in the Yangtze Estuary and sampling sites of sediments

崇明東灘是長(zhǎng)江口規(guī)模最大、發(fā)育最完善的河口型潮汐濕地.在潮汐周期性淹沒循環(huán)的過程中引起沉積物周期性淹沒和裸露,是崇明東灘河口環(huán)境的顯著特征之一,其過程改變了河口的物理化學(xué)生物性質(zhì),影響生物地球化學(xué)循環(huán)過程[8,28-30].近年來,由于工業(yè)的排放以及農(nóng)業(yè)氮肥的使用,大量的營(yíng)養(yǎng)鹽進(jìn)入到河口環(huán)境,引起了富營(yíng)養(yǎng)化、赤潮等環(huán)境,進(jìn)而影響著長(zhǎng)江口濕地氮循環(huán)過程[2,31].目前,長(zhǎng)江口潮灘濕地研究主要為土壤呼吸,溫室氣體排放,外來植物入侵,微生物脫氮過程等為主[32-34],對(duì)固氮以及固氮功能基因沿水文梯度分布的研究的報(bào)道較少,且固氮和生物功能基因的影響因素尚不明確.本文以長(zhǎng)江口崇明東灘濕地作為研究區(qū),采用同位素和分子生物技術(shù),開展不同水文梯度下沉積物固氮速率與固氮功能基因的研究,并分析其關(guān)鍵影響因素,研究結(jié)果不僅深化氮循環(huán)的理論認(rèn)識(shí),而且可為河口潮灘濕地氮污染控制提供科學(xué)依據(jù).

1 研究區(qū)概況與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

崇明島位于長(zhǎng)江口,是泥沙沉積形成的沉積島,也是我國(guó)第三大島.崇明東灘濕地位于崇明島最東端 (31°25′～31°38′N, 121°50′～122°05′E),屬于典型的亞熱帶季風(fēng)性濕潤(rùn)氣候,夏季和冬季均溫分別為 28.9℃和 5.6℃[35],多年平均降水量約為1144mm[73].潮汐為對(duì)長(zhǎng)江形成頂托作用,使得長(zhǎng)江江水所攜帶的流域泥沙在東灘沉積[36].潮汐作為東灘最顯著的影響特征之一,對(duì)潮灘理化因子和植被類型產(chǎn)生較大的影響,在不同高程形成了不同的地貌環(huán)境.東灘土壤多為濱海沙土、黏土,這些沉積物中約60%來源于每年的5～9月份[38]長(zhǎng)江的豐水期,江水?dāng)y帶的大量泥沙在此沉積.

最低潮灘位置,平均海拔約 2m,受潮汐影響頻繁,并無植被生長(zhǎng),為裸灘,土壤多為粗粉砂,局部為細(xì)沙;中部潮灘平均海拔約 2～2.9m,在低潮時(shí)不會(huì)受潮水影響,植被為海三稜藨草,土壤以中粉砂為主;較高潮灘平均海拔均大于 2.9m,植被為蘆葦和1995年大量入侵東灘的外來物種互花米草[74],土壤以細(xì)粉砂和黏土為主.正規(guī)半日潮在崇明東灘呈有規(guī)律的波動(dòng),潮灘位置越低受潮汐影響越大,高潮灘受半日潮的影響較弱.

1.2 研究方法

1.2.1 樣品采集 對(duì)崇明東灘潮灘濕地地形、植被、土壤全面考察后,于2016年1月和6月在崇明東灘,沿水文梯度(從低到高,樣點(diǎn)潮灘位置越低,水淹頻率越高)選取一條采樣帶,設(shè)置 8個(gè)樣點(diǎn)(每個(gè)樣點(diǎn)之間相距約為300～500m),每個(gè)樣點(diǎn)取 3個(gè)重復(fù),分別對(duì)裸灘和植被點(diǎn)進(jìn)行土壤采樣,隨機(jī)取點(diǎn),樣品充分混勻.用不銹鋼質(zhì)土鉆采集表層土壤樣品(0～5cm),裝入滅菌的離心管中,4℃保存.在采集后的2h內(nèi)將這些土壤樣品運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室,在無氧環(huán)境下均質(zhì)化,一部分鮮土保存在 4℃用于測(cè)定土壤固氮速率,一部分冷凍干燥后研磨過 100目篩,裝于密封袋中用于理化性質(zhì)測(cè)定,一部分保存在-80℃的環(huán)境下用于DNA提取和基因豐度測(cè)定.

1.2.2 樣品理化性質(zhì)測(cè)定方法 樣品預(yù)處理已經(jīng)將土壤樣品中的營(yíng)養(yǎng)鹽提取出來保存在樣品中的雜質(zhì)沉淀并過濾掉,每個(gè)樣品3個(gè)平行.無機(jī)氮(氨(NH4+)、硝酸鹽(NO2-)、亞硝酸鹽(NO3-))先用2mol/L的氯化鉀(KCl)溶液從土壤中直接萃取,再用分光光度法在流式營(yíng)養(yǎng)鹽自動(dòng)分析儀(SAM plus,Skalar Analytical B.V.,the Netherlands)上進(jìn)行測(cè)定.SO42-用去離子水萃取,離子色譜儀測(cè)定.總磷(TP)采用濃 H2SO4-HCLO4消煮法測(cè)定[38].土壤pH值采用無CO2超純水和樣品按照2.5:1的比例混合[39],用 Mettler-Toledo pH 計(jì)測(cè)量.樣品的含水量(MC)采用烘干法測(cè)定[7,39],即把采集的土壤放在 60℃環(huán)境下烘干來估算它的重量損失,同樣的方法用來測(cè)定樣品的含鹽量.樣品用 1mL HCl(1mol/L)消除碳酸鈣后,利用Elementar analyzer vario MaxCNOHS(德國(guó))測(cè)定總有機(jī)碳(TOC)[22].二價(jià)鐵(Fe2+)和總 Fe分別用0.5mol/L 鹽酸和0.25mol/L 鹽酸-鹽酸羥胺萃取之后,用 ferrozine 方法測(cè)定[40].三價(jià)鐵(Fe3+)含量計(jì)算采用總鐵減去Fe2+.

1.2.3 固氮速率測(cè)定方法 采用15N2同位素示蹤法測(cè)定土壤樣品固氮速率[41-44].取 20g土壤按照 1:7(土壤/水)的比例混合成泥漿,于培養(yǎng)瓶中曝氬氣15min[1,43,45].將培養(yǎng)瓶于20℃培養(yǎng)箱中避光培養(yǎng)24h,培養(yǎng)結(jié)束后,將泥漿加入12.5mL頂空瓶(Labco, Exetainer).將頂空瓶分成2組,每組4支,其中一組加入1mL15N2氣體進(jìn)行培養(yǎng)24h,加入 0.2mL ZnCl2終止微生物活性,另一組加入0.2mL ZnCl2抑制微生物活性,作為起始樣[46].起始和終止頂空瓶加入0.2mL 次溴酸鈉氧化劑,將生成的銨氧化成29N2和30N2,并用膜入口質(zhì)譜分析儀MIMS(Membrane Inlet Mass Spectrometry,HPR-40, Germany)[47]測(cè)定29N2和30N2.

樣品中固氮速率計(jì)算公式見式:

式中:F(μmol N/(kg·h))為潛在固氮速率;Hi 和Hf(μmol N/kg)分別是培養(yǎng)前的起始樣品和培養(yǎng)后的終止樣品中15NH4+的濃度,t(h)則是培養(yǎng)的時(shí)間.

表1 采樣點(diǎn)理化性質(zhì)Table 1 Distribution of physical chemical properties sampling sites

1.2.4 DNA提取方法 采用MOBIO公司生產(chǎn)的PowersoilTMDNA Isolation Kits提取沉積物樣品 DNA,具體實(shí)驗(yàn)步驟參照該產(chǎn)品實(shí)驗(yàn)說明書.實(shí)驗(yàn)時(shí),稱取0.25g沉積物樣品進(jìn)行總DNA提取,并將提取出的總DNA經(jīng)過1%的瓊脂糖凝膠電泳進(jìn)行檢測(cè).為盡可能的減小實(shí)驗(yàn)誤差,實(shí)驗(yàn)過程中的每個(gè)樣品均做3個(gè)平行,將樣品總DNA保存于-80℃.

1.2.5 固氮基因定量分析(qPCR) 固氮微生物的豐度通過SYBR Green I-based qPCR方法測(cè)定.每個(gè)反應(yīng)試管內(nèi)含有 0.5μL模板 DNA,10μL SYBR? Premix Ex TaqTM(Takara),每種引物0.5μL(10μmol/L),0.5μL BSA(1μg/μL),0.4μL ROX染料(50X)和 7.8μL無菌蒸餾水.DNA 質(zhì)粒所攜帶的nifH基因的拷貝數(shù)作為模板繪制出標(biāo)準(zhǔn)曲線圖PCR的定量分析通過ABI7900 (ABI, USA)儀器測(cè)定.熱循環(huán)按照以下步驟進(jìn)行:95℃環(huán)境下預(yù)變性 3min,隨后以在 95℃下反應(yīng) 15s, 55℃下反應(yīng)25s,72℃下反應(yīng)45s進(jìn)行40個(gè)循環(huán).樣品固氮基因拷貝數(shù)采用標(biāo)準(zhǔn)曲線進(jìn)行計(jì)算所得.

1.2.6 數(shù)據(jù)處理 統(tǒng)計(jì)分析在 SPSS 17.0版本進(jìn)行.采用 ANOVA分析理化性質(zhì)、微生物豐度和土壤固氮速率在不同樣點(diǎn)之間的顯著性.Person分析土壤理化性質(zhì)、微生物豐度與土壤固氮速率之間的相關(guān)關(guān)系.

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤理化特征

由表1可見,研究區(qū)樣點(diǎn)土壤pH變化范圍為7.17～7.93,處于較低潮灘的土壤 pH 值偏高,但在整個(gè)潮灘的變化較小.土壤鹽度也是同樣分布規(guī)律,水文梯度較低的土壤鹽度略微偏高,且平均鹽度為 0.1%～0.3%.NH4+的含量冬季(4.32μg/g～9.75μg/g)高于夏季(2.98μg/g～7.41μg/g),但只在冬季植被潮灘土壤中,NH4+的含量表現(xiàn)出明顯的隨潮灘水文梯度的增高而降低,其在其他潮灘無明顯的水文梯度變化.Fe2+、SO4-以及 TOC含量的變化均與NH4+類似,同樣只在冬季植被潮灘土壤中表現(xiàn)出明顯的隨潮灘水文梯度的增高而增高.NO3-的含量則在大部分情況下都隨潮灘梯度的增高而降低.Fe3+在潮灘表層沉積物中的含量隨潮灘梯度變化較大,其變化規(guī)律隨潮灘的變化表現(xiàn)出先增后減,尤其在夏季裸灘土壤中表現(xiàn)最為明顯.

2.2 土壤固氮速率分析

圖2 不同水文梯度土壤固氮速率分布特征Fig.2 Characteristics of soil nitrogen fixation rate with different hydrological gradient

從圖 2可看出,BNF變化范圍為 0.47～17.91μmol N/(kg·h),夏季BNF數(shù)值及沿潮灘變化幅度均明顯大于冬季,且大部分植被表層BNF高于裸灘.BNF從低潮灘向高潮灘呈增加的趨勢(shì).

夏季植被的表層潮灘BNF在最低海拔潮灘樣點(diǎn) A1 處最低(0.62μmol N/(kg·h)),從低潮灘向高潮灘大致呈增加的趨勢(shì),在樣點(diǎn) A6達(dá)到峰值(17.91μmol N/(kg·h)),之后向高潮灘速率降低.裸灘潮灘表層土壤在夏季BNF的整體變化趨勢(shì)與植被大致一致,其速率最低值也在樣點(diǎn) A1處(1.41μmol N/(kg·h)),最高值在 A6 處(12.11μmol N/(kg·h)),且大部分,樣點(diǎn)植被潮灘BNF高于裸灘.冬季,兩者的固氮速率均較低(0.48μmol N/(kg·h)～3.55μmol N/(kg·h)),隨潮灘海拔有一定變化幅度且與夏季類似但趨勢(shì)不明顯.

2.3 土壤微生物豐度沿潮灘水文梯度的變化

圖3 不同水文梯度土壤固氮生物豐度基因Fig.3 Abundance of nitrogen fixation gene soil of with different hydrological gradients

由圖3可知,土壤生物nifH豐度整體表現(xiàn)為夏季的nifH豐度值和變化幅度均高于冬季,但不同季節(jié)和不同土壤性質(zhì)的空間分布具有一致性,且都與固氮速率的空間分布存在明顯的對(duì)應(yīng)關(guān)系.夏季植被表層土壤生物 nifH豐度在樣點(diǎn) A6處達(dá)到峰值(1.24×108copies/g),顯著高于低潮灘A1的nifH豐度(3.14×107copies/g),并且nifH豐度從低潮灘向高潮灘逐漸增加的趨勢(shì)在整個(gè)研究過程均有表現(xiàn).裸灘在夏季的nifH豐度最高值同樣出現(xiàn)在樣點(diǎn) A6(7.30×107copies/g),明顯低于植被生物量,樣點(diǎn) A1處的豐度最低值(3.28×107copies/g)則與植被相近.冬季整個(gè)潮灘表層土壤的生物nifH豐度均不同程度的低于夏季,尤其是裸灘樣點(diǎn) A3(夏季:4.61×107copies/g,冬季:2.43×107copies/g)、A6(夏季:7.30×107copies/g 冬季:1.29×107copies/g),植被樣點(diǎn) A4(夏季:1.003×108copies/g,冬季:3.72×107copies/g)、A6(夏季:1.24×108copies/g,冬季:4.18×107copies/g).

2.4 土壤理化性質(zhì)與固氮速率和固氮基因豐度的相關(guān)性

NO3-與冬季植被BNF呈顯著負(fù)相關(guān)(P＜0.05)(表 2),與冬季裸灘土壤和夏季植被 BNF呈極顯著負(fù)相關(guān)(P＜0.01).Fe3+僅與夏季裸灘 BNF呈現(xiàn)極顯著正相關(guān)(P＜0.01),Fe2+則與冬季植被 BNF呈顯著正相關(guān)(P＜0.05).TOC和 NH4分別與夏季植被BNF和冬季植被BNF呈顯著正相關(guān)和顯著負(fù)相關(guān)(P＜0.05).鹽度與夏季和冬季植被 BNF呈極顯著(P＜0.01)或顯著(P＜0.05)負(fù)相關(guān),但 P 與夏季和冬季植被BNF均呈極顯著正相關(guān).這些因素對(duì)其他情況下的BNF的影響相對(duì)較小.

3 討論

河口潮汐濕地水淹頻率的變化是影響其生態(tài)系統(tǒng)的關(guān)鍵因子之一[46-47].Karl等[48]認(rèn)為不同潮灘水淹頻率的不同使土壤中可利用的有機(jī)物質(zhì)含量在潮灘的分布也不同,進(jìn)而對(duì)BNF的影響程度不同.本研究0～5cm土層理化性質(zhì)含量均表現(xiàn)出隨潮灘水淹頻率的不同而不同,與該研究結(jié)果一致.其中,海水的pH一般偏中性或者偏堿性,使得較低潮灘的土壤pH也中性偏堿一些,且pH與冬季植被 BNF(r=-0.41,P＜0.05)和固氮基因nifH(r=-0.41,P＜0.05)呈顯著負(fù)相關(guān),鹽度與植被的夏季和冬季的BNF呈極顯著(r=-0.57,P＜0.01)或顯著(r=-0.42,P＜0.05)負(fù)相關(guān)性(表 2).此外,Lin等[45]對(duì)上海市河網(wǎng)沉積物土壤固氮速率空間分異特征的研究表明,可溶性無機(jī)氮在土壤中的濃度與固氮速率呈反比,本研究0～5cm土層固氮速率總體上隨著無機(jī)氮NO3-含量的降低而增加,在樣點(diǎn)A6處,土壤無機(jī)氮NO3-含量最低,土壤固氮速率達(dá)到最高,本文研究結(jié)果也與之一致.研究區(qū)域內(nèi)NO3-與夏季植被和冬季裸灘BNF均呈極顯著負(fù)相關(guān)(r＞0.6,P＜0.01),與冬季植被BNF呈顯著負(fù)相關(guān)(r=-0.51,P＜0.05),說明夏季植被表層BNF對(duì)于土壤中硝酸鹽的輸入更加敏感[49-51].水周期性淹沒不僅會(huì)影響土壤理化性質(zhì),還會(huì)造成土壤微生物的差異.高燈州等[52]對(duì)閩江口鱔魚灘河口潮灘濕地的研究結(jié)果表明,隨水淹頻率增加,地下生物量,微生物豐度降低.本研究顯示隨水淹頻率增加,表層土壤nifH豐度降低,說明高頻率的水淹環(huán)境造成土壤表層的微生物活動(dòng)因缺氧而減少,使得土壤微生物的生長(zhǎng)也有所降低[53].

這與Poret-Peterson等[54]對(duì)潮灘濕地不同水文梯度表層土壤的微生物碳含量研究結(jié)果相似.

圖4 固氮速率與固氮功能基因nifH豐度的相關(guān)性Fig.4 Correlations between nitrogen fixation rate and nitrogen fixation gene nifH abundance

土壤微生物功能基因nifH豐度和活性影響B(tài)NF,而植被的生長(zhǎng)則會(huì)改變土壤的豐度和循環(huán)過程[55-56].已有研究表明,在一個(gè)不斷循環(huán)的環(huán)境中,植被的生長(zhǎng)可以提高表層土壤的 BNF[57-59],本文研究發(fā)現(xiàn)對(duì)比植被和裸灘表層土壤的 BNF與上述研究結(jié)果一致.相關(guān)分析(圖2、圖4)結(jié)果表明,大部分生長(zhǎng)植被的潮灘表層BNF比裸灘高,且nifH豐度與土壤BNF呈極顯著正相關(guān)(r＞0.5,P＜0.01).土壤的微生物活性與植被生物量生產(chǎn)有著密切的聯(lián)系,植物的生物量越豐富,越能為土壤提供更豐富的底物,微生物豐度也會(huì)越大[46].本研究對(duì)潮灘同一梯度的裸灘與植被表層土壤中TOC含量分析表明,大部分植被表層土壤 TOC含量均高于同潮灘水位的裸灘土壤.這主要是因?yàn)?與裸灘土壤相比,植物(互花米草或蘆葦)根圍土壤對(duì)環(huán)境中的N、P具有較強(qiáng)的吸附作用,能夠?qū)⒊睘竦赝寥酪约昂Ｋ械腘、P等養(yǎng)分截留吸取,并以生物量的形式儲(chǔ)存起來,并對(duì)其根圍細(xì)菌活性存在一定的刺激作用[22].在我們研究的環(huán)境系統(tǒng)中,植被有地上生物量、凋落物產(chǎn)量,但裸灘并無這些,且植被土壤中的有機(jī)質(zhì)、微生物產(chǎn)量、土壤呼吸率也均高于裸灘土壤[61-62].植物在促進(jìn)土壤微生物循環(huán)的過程中,也會(huì)促進(jìn)土壤中微量營(yíng)養(yǎng)素的循環(huán),活躍固氮菌.本研究結(jié)果表明植 被 表 層 土 壤 BNF(0.62μmol N/(kg·h)～17.91μmol N/(kg·h))和 nifH 豐度(3.14×107copies/g～1.24×108copies/g)大部分高于裸灘(1.41μmol N/(kg·h)～12.11μmol N/(kg·h),3.28×107copies/g～7.30×107copies/g),與 Welsh 等[63]對(duì)鹽澤草地中的BNF會(huì)隨著植物初級(jí)生產(chǎn)力的提高而提高的研究結(jié)果一致.氣溫可能也是影響 BNF的重要因素之一[64],因?yàn)闇囟仍诤艽蟪潭壬现苯佑绊懲寥牢⑸锏男玛惔x,從而影響B(tài)NF的高低.且夏季植被處于生長(zhǎng)期和旺盛期,在此期間植被由于自身需要,其根際微生物會(huì)分泌有機(jī)酸、磷酸酶等物質(zhì),提高土壤速效磷含量[64-65],增加土壤中的可利用營(yíng)養(yǎng)物質(zhì),從而促使這一范圍內(nèi)表層 BNF的提高[66].本研究夏季固氮速率范圍和冬季固氮速 率 范圍分別為(0.62μmol N/(kg·h)～17.91μmol N/(kg·h))和(0.48μmol N/(kg·h)～3.55μmol N/(kg·h)),夏季表層土壤BNF明顯高于冬季,且夏季nifH豐度與固氮速率的相關(guān)性更好(r＞0.6,P＜0.01),也更好的證實(shí)了上述觀點(diǎn).此外,Yao等[67]和Hamer等[66]認(rèn)為,TOC作為影響微生物量的主要因素,其含量也與微生物關(guān)系密切,在一定程度上體現(xiàn)了土壤微生物的豐度.本文研究中,TOC含量與夏季植被BNF均呈顯著正相關(guān)(r=0.45,P＜0.05),進(jìn)一步證實(shí)了 TOC對(duì)土壤微生物量的影響.雖然長(zhǎng)江河口潮灘濕地的土壤 N濃度比其他土壤有機(jī)質(zhì)匱乏區(qū)高[68-69],但是土壤中的 N濃度很大程度上受生長(zhǎng)的植被影響,也許可以推測(cè)長(zhǎng)江口潮灘濕地土壤中N:P的比例對(duì)于植物生長(zhǎng)也是一個(gè)重要的因素.

表2 固氮速率與理化因子皮爾遜相關(guān)系數(shù)分析(n = 24)Table 2 Pearson’s correlation analysis between nitrogen fixation and geochemical properties (n = 24)

不同地區(qū)不同生態(tài)系統(tǒng)微生物固氮速率相差很大(表3),北部灣北部海域微生物固氮速率的空間分布顯示,瓊州海峽西側(cè)海域固氮速率要高于灣頂沿海海域,其固氮作用除了主要受無機(jī)氮營(yíng)養(yǎng)鹽、溫度等因素影響外,可能還與瓊州海峽西向流有關(guān)[55].通常熱帶亞熱帶觀測(cè)區(qū)的固氮速率較高,林峰[73]等估算出我國(guó)南海生物年固氮通量為 2.9×1011mol N/a,約占全球年固氮量的2.7%,屬于生物固氮作用比較活躍的海域之一.人類活動(dòng)輸入氮量很高的河口等海岸帶地區(qū)微生物固氮所占的比例較低.

表3 其他生態(tài)系統(tǒng)固氮速率Table 3 Nitrogen fixation rate in other ecosystem

長(zhǎng)江口河口濕地是一個(gè)復(fù)雜的生態(tài)系統(tǒng),其濕地表層土壤中的固氮速率是受氣候、水體、潮汐、地表植被類型及其生長(zhǎng)狀況等多種因素綜合影響的結(jié)果,因此,地表植被類型,不同水文梯度的水淹頻率等與潮灘表層土壤固氮速率之間的關(guān)系還有待更深入的研究.

4 結(jié)論

4.1 土壤 BNF總體上隨著水淹頻率的增加波動(dòng)降低,在夏季波動(dòng)幅度更加明顯.

4.2 土壤中固氮nifH豐度沿水文梯度的分布特征與BNF分布特征相似.

4.3 固氮功能基因nifH豐度與固氮速率分布呈極顯著正相關(guān),且植被表層土壤BNF和nifH豐度均大部分高于裸灘.

4.4 土壤理化性質(zhì)對(duì)BNF和土壤固氮基因nifH含量均有一定程度的影響.

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