趙春宇,江志堅(jiān),吳云超,劉松林,黃小平*,劉富剛

大亞灣濕地沉積物氮礦化特征及影響因素探究

趙春宇1,2,江志堅(jiān)2,吳云超2,劉松林2,黃小平2*,劉富剛1

(1.德州學(xué)院生態(tài)與資源環(huán)境學(xué)院,山東 德州 253023；2.中國科學(xué)院南海海洋研究所,熱帶海洋生物資源與生態(tài)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,廣東 廣州 510301)

為探討大亞灣濱海濕地沉積物中有機(jī)氮礦化作用的時(shí)空分布規(guī)律及其影響因素,于2017年3月(枯水期)和8月(豐水期)分別采集了大亞灣典型濕地3個(gè)斷面的表層沉積物,利用連續(xù)淹水培養(yǎng)法對(duì)沉積物有機(jī)氮礦化過程進(jìn)行了測(cè)定.結(jié)果發(fā)現(xiàn),不同站位沉積物氮的礦化速率差異較大,其礦化速率范圍為1.88～15.12mg/(kg·d),平均速率為(6.45±3.47)mg/(kg·d),整體呈現(xiàn)S3(紅樹林?jǐn)嗝?>S1(光灘斷面)>S2(河口斷面)的分布規(guī)律.礦化速率的最高值出現(xiàn)在S3紅樹林?jǐn)嗝?表明紅樹植物的生長能夠促進(jìn)微生物的礦化作用.蛋白酶和脲酶的活性平均值分別為(8.52±4.21)mg/(kg·d)和(25.34±11.11)μg/(g·d), 蛋白酶活性空間分布上與礦化速率的分布特征一致,表現(xiàn)為S3>S1>S2.蛋白酶和脲酶活性最高的區(qū)域均出現(xiàn)在S3斷面的高潮帶,這主要由于紅樹林影響地區(qū)具有較高的生產(chǎn)力和微生物豐度,促進(jìn)了微生物代謝酶的產(chǎn)生.蛋白酶的活性遠(yuǎn)高于脲酶活性,表明人類活動(dòng)對(duì)近岸濕地生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)輸入可能主要以大分子類有機(jī)氮為主.在河口斷面,礦化速率和酶活活性均較低,與該地區(qū)較高的NH4+-N含量有關(guān).整體上,濕地沉積物礦化速率與蛋白酶和脲酶之間呈現(xiàn)出顯著的正相關(guān)性(<0.01),說明蛋白酶和脲酶在有機(jī)氮的礦化過程中發(fā)揮了關(guān)鍵作用.

沉積物；有機(jī)氮礦化；酶活性；影響因素；濱海濕地

隨著我國近岸地區(qū)工農(nóng)業(yè)的迅猛發(fā)展,持續(xù)的污染輸入已對(duì)海灣生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生了嚴(yán)重的負(fù)面影響.人類活動(dòng)產(chǎn)生的大量含氮營養(yǎng)物質(zhì)肆意排入近海,造成河口及海灣等地區(qū)的富營養(yǎng)化程度不斷增強(qiáng)[1-2].濱海濕地作為海陸交互作用的活躍區(qū)被稱為營養(yǎng)物質(zhì)的“源、匯轉(zhuǎn)化器”,具有重要的生態(tài)功能.雖然人類活動(dòng)產(chǎn)生的污水中部分含氮化合物經(jīng)過濕地植物或藻類的吸收凈化后才流入近岸水體,減緩了近海生態(tài)環(huán)境的污染,但還有相當(dāng)一部分有機(jī)態(tài)氮通過濕地生態(tài)系統(tǒng)的截留作用儲(chǔ)存在沉積物中. 隨著國家節(jié)能減排政策的實(shí)施,政府和相關(guān)企業(yè)在污染物治理和排放方面上采取了一系列重要舉措,但近岸濕地環(huán)境的富營養(yǎng)化趨勢(shì)仍然嚴(yán)重,其中沉積物中營養(yǎng)物質(zhì)的重新釋放是其主要原因[3].沉積物礦化作用關(guān)系到潛在可釋放營養(yǎng)物質(zhì)對(duì)水體的富營養(yǎng)化貢獻(xiàn),受到廣泛關(guān)注.

沉積物中儲(chǔ)存了大量陸源輸入的氮素,其中約80%以上是有機(jī)態(tài)氮,且不同形態(tài)之間時(shí)刻處于固持-礦化的動(dòng)態(tài)平衡中[4].有機(jī)氮的礦化作用是濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)中物質(zhì)再循環(huán)的重要反應(yīng)過程,通過礦化微生物的作用將沉積物前期存儲(chǔ)的有機(jī)氮轉(zhuǎn)換為無機(jī)氮,重新釋放到間隙水或上覆水體中被植物吸收利用,或在潮汐的作用下直接進(jìn)入近岸水體,從而增加了水體富營養(yǎng)化潛在風(fēng)險(xiǎn)[5].沉積物中的酶是一類存在于沉積物中、能催化有機(jī)質(zhì)生物化學(xué)反應(yīng)的功能蛋白質(zhì),其活性的高低可用于表征沉積物微生物活性[6].蛋白酶和脲酶是有機(jī)氮礦化過程中兩種高度專一性酶,其中蛋白酶能夠?qū)⒋蠓肿拥鞍踪|(zhì)、肽類催化水解為氨基酸,而脲酶則能將小分子尿素水解為氨氮[7].已有研究發(fā)現(xiàn)沉積物中蛋白酶、脲酶的活性與有機(jī)質(zhì)含量和總氮含量呈正相關(guān)關(guān)系,在沉積物有機(jī)氮轉(zhuǎn)化過程中具有重要作用[8-9]. Cao等[10]對(duì)黃河三角洲地區(qū)的研究發(fā)現(xiàn),蛋白酶和脲酶在的影響下活性增高,進(jìn)而促進(jìn)了沉積物有機(jī)氮的礦化速率.常晶晶[11]通過濕地土壤的培養(yǎng)發(fā)現(xiàn),有機(jī)氮的輸入能促進(jìn)脲酶的活性,進(jìn)而促進(jìn)有機(jī)氮的礦化.因此,對(duì)不同類型濕地沉積物有機(jī)氮礦化速率及其關(guān)鍵酶活的研究有助于進(jìn)一步加強(qiáng)對(duì)近海生態(tài)系統(tǒng)中氮的生物地球化學(xué)過程的認(rèn)知.

大亞灣是我國東南沿海地區(qū)最主要的亞熱帶海灣之一.近幾十年來隨著周邊經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展和人口的迅猛增加,大亞灣生態(tài)環(huán)境受人類活動(dòng)的影響顯著.大量人為排放的有機(jī)營養(yǎng)物被濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)所截留,在微生物礦化過程的作用下不斷向環(huán)境中緩慢釋放,造成水質(zhì)持續(xù)惡化.目前,國內(nèi)外對(duì)有機(jī)氮礦化的相關(guān)研究主要集中在單一環(huán)境因子關(guān)系的研究,例如pH值、含水率、溫度、植物、土壤類型等對(duì)礦化速率的直接影響[12-15],而針對(duì)野外綜合環(huán)境因子與土壤礦化酶活性的交互影響研究相對(duì)較少.此外,當(dāng)前的研究區(qū)域也主要集中在森林、農(nóng)田、草原、湖泊等區(qū)域[16-19],而針對(duì)濱海濕地的相關(guān)研究相對(duì)不足.因此,本研究在富營養(yǎng)化背景下,結(jié)合關(guān)鍵酶活性,以大亞灣周邊三種典型的濱海濕地為研究對(duì)象,分別采集豐水期和枯水期表層沉積物進(jìn)行室內(nèi)培養(yǎng)實(shí)驗(yàn).探討了不同環(huán)境條件下濕地沉積物的礦化作用及影響因素,初步揭示了人類活動(dòng)導(dǎo)致的營養(yǎng)鹽輸入和濕地植物對(duì)有機(jī)氮礦化的影響機(jī)制,為氮素生物地球化學(xué)循環(huán)深入研究及濕地的開發(fā)和保護(hù)提供科學(xué)依據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域及站位

大亞灣114.5°E～114.9°E,22.4°N～22.9°N,是典型的亞熱帶半封閉海灣,總面積600km2,海岸線長度約為92km.該地區(qū)降水主要集中在每年的4～9月,屬于亞熱帶海洋性氣候.本研究分別于2017年3月和8月對(duì)大亞灣3個(gè)典型的濱海濕地進(jìn)行了高潮帶(HT)、低潮帶(LT)和潮下帶(ST, 低潮時(shí)水深約為3m)共9個(gè)站位進(jìn)行采樣,采樣站位如圖1所示.其中,S1位于大鵬澳主要為光灘濕地?cái)嗝?實(shí)測(cè)上覆水溶解無機(jī)氮(DIN)約16.6μmol/L,為低營養(yǎng)負(fù)荷區(qū);S2位于淡澳河口濕地,DIN含量約706.1μmol/L,為高營養(yǎng)負(fù)荷區(qū);S3位于紅樹林濕地,分布有大面積紅樹林,DIN含量約87.1μmol/L,營養(yǎng)水平處于中等.

圖1 大亞灣濱海濕地采樣站位示意

1.2 樣品采集與分析

采用抓斗采樣器采集沉積物表層(0～5cm)樣品.每個(gè)站點(diǎn)隨機(jī)采集3份平行樣品,共采集27份樣品.鮮樣去除可見雜質(zhì)并混勻后,一部分4℃冷藏,用于室內(nèi)礦化培養(yǎng)實(shí)驗(yàn),另一部分自然風(fēng)干,用于酶活性、粒徑和氮形態(tài)等指標(biāo)測(cè)定.在高潮時(shí)采集各站位底層海水,經(jīng)=0.22μm的濾膜過濾后冷藏保存,用于室內(nèi)培養(yǎng)和營養(yǎng)鹽含量的測(cè)定.

水質(zhì)參數(shù)溫度、鹽度及DO等指標(biāo)使用YSI 6600多參數(shù)測(cè)量儀進(jìn)行測(cè)定.沉積物粒徑采用Mastersizer 2000型激光粒度分析儀進(jìn)行分析,檢測(cè)限為0.02～2000μm;沉積物碳氮元素含量的測(cè)定使用元素分析儀(Flash EA 3000Thermo Scientific, Milan, Italy);營養(yǎng)鹽的測(cè)定參見《海洋監(jiān)測(cè)規(guī)范》(GB17378. 4-2007),所用儀器為營養(yǎng)鹽自動(dòng)分析儀(Lachat Inc., Quickchem 8500, USA).NO3--N的檢測(cè)限為0.1μmol/L,NO2--N和NH4+-N檢測(cè)限為0.01μmol/L;酶活的測(cè)定使用試劑盒法(Comin Biotechnology Co.,Ltd.,Suzhou);微生物量氮(MBN)的測(cè)定方法為氯仿熏蒸-K2SO4提取-流動(dòng)分析儀測(cè)定法.

1.3 礦化速率的測(cè)定

本實(shí)驗(yàn)樣品為大亞灣濱海濕地沉積物,受潮汐的影響,高潮時(shí)沉積物會(huì)被海水淹沒.因此,本研究中的礦化速率采用淹水連續(xù)培養(yǎng)法進(jìn)行測(cè)定.取15g新鮮土樣加入30mL經(jīng)0.22μm濾膜過濾的原位水于100mL培養(yǎng)瓶中,水土比2:1[20].在原位溫度(豐水期為26℃,枯水期為17℃)下恒溫預(yù)培養(yǎng)12h進(jìn)行活化,之后分別在0d、7d、14d、21d取2mL泥漿,加入0.3g的KCl固體,振蕩2h,4000r/min離心后用GF/F濾膜過濾,利用小體系營養(yǎng)鹽測(cè)定方法對(duì)沉積物中的DIN(NO2--N、NO3--N、NH4+-N)進(jìn)行測(cè)定.培養(yǎng)期間采用稱重法保持水分恒定.礦化速率參照以下公式進(jìn)行計(jì)算[21]:

通過測(cè)定樣品在不同培養(yǎng)溫度下,相同培養(yǎng)時(shí)間沉積物氮礦化速率的比值計(jì)算其溫度敏感性,計(jì)算公式如下[22]:

式中:1、2分別為培養(yǎng)溫度1、2時(shí)的氮礦化速率.

1.4 數(shù)據(jù)分析與處理

數(shù)據(jù)分析及作圖使用Excell 2013、Origin 9.0、Surfer 13.0等軟件,利用SPSS 24.0 統(tǒng)計(jì)學(xué)軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行方差分析(ANOVA), 統(tǒng)計(jì)檢驗(yàn)的顯著性水平為=0.05.

2 結(jié)果與討論

2.1 濕地沉積物理化特征

由表1可以看出,大亞灣濕地沉積物的含水率在20.51%～59.13,含水率最低的站位出現(xiàn)在S1光灘濕地?cái)嗝娴母叱睅?最高值出現(xiàn)在S3紅樹林?jǐn)嗝娴某毕聨?并且在豐水期和枯水期含水率無顯著的季節(jié)性差異(ANOVA,>0.05).沉積物微生物量氮(MBN)的含量變化范圍為18.71～102.76mg/kg,在枯水期和豐水期的平均值分別為(49.91±25.81)mg/kg和(68.45±26.47)mg/kg,豐水期均高于枯水期,這主要?dú)w因于豐水期相對(duì)較高的溫度促進(jìn)了微生物活性和繁殖,從而促進(jìn)了氮轉(zhuǎn)化過程,這與本實(shí)驗(yàn)實(shí)測(cè)的礦化和硝化速率在豐水期大于枯水期的結(jié)果相吻合.不同斷面間比較發(fā)現(xiàn),MBN的整體空間分布表現(xiàn)為S3(紅樹林)>S2(河口)>S1(光灘),具有顯著的斷面差異(ANOVA,<0.05).S2河口斷面沉積物間隙水中高含量的NH4+-N(平均約為767.2μmol/L)對(duì)微生物產(chǎn)生了毒害作用,抑制了微生物的生長繁殖,從而使MBN含量低于紅樹林?jǐn)嗝鎇23].S3斷面位于紅樹林影響區(qū),有機(jī)質(zhì)豐富,微生物活性和豐度較高,因此MBN含量最高.沉積物有機(jī)碳(TOC)的變化范圍在枯水期和豐水期分別為0.49%～1.51%和0.66%～ 1.73%,平均含量分別為(1.04±0.30)%和(1.26±0.29)%.總氮(TN)變化范圍在枯水期和豐水期分別在0.05%～0.17%和0.10%～0.20%,平均含量分別為(0.13±0.04)%和(0.15±0.03)%.兩者的最高值均出現(xiàn)在S1斷面的潮下帶,主要由于該站位位于養(yǎng)殖區(qū)內(nèi)沉積物營養(yǎng)物質(zhì)豐富.總體上,TOC和TN具有相似的變化趨勢(shì),由于豐水期降雨對(duì)近岸陸源營養(yǎng)物質(zhì)的沖刷作用,使得兩者含量均表現(xiàn)為豐水期大于枯水期.紅樹林濕地由于其較高的生產(chǎn)力,具有較高的TOC和TN含量.

由表2可見,在S1和S3斷面沉積物沙質(zhì)含量呈現(xiàn)出由高潮帶至潮下帶逐漸降低的趨勢(shì),沙質(zhì)含量最高的站位出現(xiàn)在S1斷面的高潮帶,占了73.9%,而S2斷面沉積物的各個(gè)粒級(jí)組成無顯著變化,三個(gè)斷面粘土含量表現(xiàn)為S3>S2>S1.正是由于S1光灘濕地沉積物的砂質(zhì)含量較高,其吸附能力較弱,有機(jī)質(zhì)含量較低,使得MBN、TOC和TN的含量最低.

表1 大亞灣濱海濕地沉積物理化因子特征

注:站位編號(hào)見1.1節(jié).

表2 大亞灣濱海濕地沉積物粒級(jí)組成

注:站位編號(hào)見1.1節(jié).

2.2 沉積物礦化速率特征

沉積物復(fù)雜多變的環(huán)境條件,決定了有機(jī)氮礦化速率時(shí)空分布的異質(zhì)性.本研究通過進(jìn)行室內(nèi)淹水培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)估算了大亞灣濕地沉積物有機(jī)氮礦化速率.如圖2所示,各站位濱海濕地沉積物氮的礦化速率差異較大(<0.05),其礦化速率范圍在1.88～ 15.12mg/(kg·d),平均速率為(6.45±3.47)mg/(kg·d).不同斷面之間整體呈現(xiàn)S3>S1>S2的分布規(guī)律.其礦化速率的最高值均出現(xiàn)在T3紅樹林?jǐn)嗝?豐水期和枯水期礦化速率分別為(11.39±3.47)mg/(kg·d)和(8.48± 3.26) mg/(kg·d),表明紅樹植物的生長能夠促進(jìn)微生物的礦化作用.一方面紅樹林地區(qū)的沉積物中具有較高的微生物種類和豐度,較高的MBN含量間接反映了該地區(qū)較高的微生物活性;另一方面紅樹植物在生長過程中根系分泌物和凋落物的腐敗分解為礦化微生物提供了充足的能源物質(zhì).礦化速率最低值則出現(xiàn)在S2淡澳河河口斷面,豐水期和枯水期礦化速率分別為(4.55±0.67)mg/(kg·d)和(2.51±0.57) mg/(kg·d).與S1光灘斷面相比,雖然S2淡澳河河口斷面沉積物中有機(jī)質(zhì)反應(yīng)底物充足,但沉積物中高濃度的NH4+-N對(duì)礦化微生物產(chǎn)生了毒害作用[23].此外,NH4+-N還是礦化過程的產(chǎn)物,高濃度的產(chǎn)物可以抑制礦化過程的正向進(jìn)行.

不同潮位之間比較發(fā)現(xiàn),在S1光灘濕地?cái)嗝?礦化速率最高值出現(xiàn)在潮下帶,主要與潮下帶長期被上覆水覆蓋,沉積物的氧化還原電位較低有關(guān),因?yàn)橛袡C(jī)氮的礦化主要是在厭氧條件下進(jìn)行的.而在其余兩個(gè)斷面,由于淡澳河和紅樹林的影響,最高值出現(xiàn)在有機(jī)質(zhì)含量較高的潮位.

圖2 大亞灣濕地沉積物有機(jī)氮礦化速率時(shí)空分布特征

沉積物礦化速率具有明顯的季節(jié)差異,豐水期(7.61±3.57)mg/(kg·d)高于枯水期(5.29±3.13) mg/ (kg·d).沉積物氮礦化的溫度敏感系數(shù)(10) 可作為不同基質(zhì)氮礦化對(duì)溫度升高響應(yīng)的敏感系數(shù)[20],整體上表現(xiàn)為S2>S1>S3的分布規(guī)律.為探明不同濕地類型和不同潮位的沉積物有機(jī)氮礦化過程對(duì)溫度變化的響應(yīng),本研究計(jì)算了大亞灣濕地沉積物的10指數(shù),結(jié)果如圖3 所示.整體上,大亞灣濱海濕地不同站位沉積物的氮礦化速率10平均值為1.63,敏感指數(shù)均大于1,但遠(yuǎn)低于全球平均值為2.21,說明溫度對(duì)大亞灣濕地沉積物的礦化作用有一定的促進(jìn)作用,但對(duì)溫度的敏感性不高[24].研究表明10會(huì)隨著緯度的增高而增大,而大亞灣地區(qū)位于低緯度地區(qū),四季溫差變化幅度較小[25].

圖3 大亞灣濕地沉積物凈氮礦化過程的溫度敏感性

2.3 沉積物酶活性特征

酶是微生物新陳代謝的產(chǎn)物,是催化自然界中有機(jī)質(zhì)降解的重要物質(zhì).蛋白酶是一類作用于肽鍵的水解酶,主要分解大分子蛋白質(zhì)、多肽等物質(zhì),而脲酶則是促進(jìn)了尿素、酰胺等小分子有機(jī)氮的水解,這兩種酶是自然界中有機(jī)氮礦化降解的關(guān)鍵酶[26].從圖4中可以看出,大亞灣沉積物中蛋白酶和脲酶的活性分別為2.35～18.05mg/(g·d)和10.99～47.45μg/ (g·d),平均值分別為(8.52±4.21)mg/(g·d)和(25.34± 11.11)μg/(g·d).沉積物蛋白酶活性的分布特征具有顯著的季節(jié)變化(ANOVA,<0.05),豐水期高于枯水期,平均活性分別為(10.76±3.57)mg/(g·d)和(6.28± 3.80)mg/(g·d).空間分布上與礦化速率的分布特征一致,表現(xiàn)為S3>S1>S2,S1～S3斷面的平均值分別為:(8.09±3.59)mg/(g·d)、(7.01±2.25)mg/(g·d)和(10.45 ±5.90)mg/(g·d).沉積物脲酶活性的分布特征季節(jié)差異不明顯,豐水期的平均值略高于枯水期,平均活性分別為(26.47±11.70)μg/(g·d)和(24.22±11.06)μg/(g·d).空間分布上表現(xiàn)為S3>S2>S1,S1～S3斷面的平均值分別為:(17.83±5.16)μg/(g·d)、(19.71±4.95)μg/(g·d)和(38.49±7.42)μg/(g·d).整體上,蛋白酶的活性遠(yuǎn)高于脲酶活性,說明人類活動(dòng)對(duì)近岸濕地生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)輸入可能主要以大分子類有機(jī)氮為主.

由表3可見,大亞灣濕地沉積物中蛋白酶和脲酶的活性與TOC的含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系,這與前人的研究結(jié)果相一致,高TOC含量為微生物新陳代謝提供的能量,促進(jìn)了微生物的生長繁殖和活性,使得代謝產(chǎn)物增加.沉積物中TN含量的增加可以顯著誘導(dǎo)蛋白酶和脲酶的產(chǎn)生[8].此外,高濃度的TN可以為有機(jī)氮的礦化提供大量的底物[27].本研究中,蛋白酶和脲酶活性最高的區(qū)域均出現(xiàn)在S3紅樹林?jǐn)嗝娴母叱睅?這主要由于紅樹林影響地區(qū)具有較高的生產(chǎn)力和微生物豐度,促進(jìn)了微生物代謝過程中水解酶的產(chǎn)生.在S2淡澳河河口斷面,兩種酶的酶活活性較低,可能是與該地區(qū)較高的NH4+-N含量有關(guān)[23].在S1斷面的潮下帶,由于靠近養(yǎng)殖區(qū),有機(jī)質(zhì)含量豐富,蛋白酶和脲酶的活性也較高,這與甘茂林等[7]的研究結(jié)果一致.人類活動(dòng)引起沉積物營養(yǎng)條件的改變、鹽沼植物分布等對(duì)酶活的空間分布具有重要作用[28].

表3 濕地沉積物蛋白酶和脲酶活性與環(huán)境因子的關(guān)系

注:*￡0.05;**￡0.01;數(shù)字代表相關(guān)系數(shù).

濕地沉積物礦化速率與蛋白酶和脲酶之間在不同季節(jié)均呈現(xiàn)出了顯著的正相關(guān)性(<0.01,圖5),間接表明蛋白酶和脲酶在有機(jī)氮的礦化過程中起到重要調(diào)控作用,這與前人研究結(jié)論相似[7].蛋白酶和脲酶是有機(jī)氮轉(zhuǎn)化中十分重要的水解酶,其中蛋白酶能夠?qū)⒋蠓肿拥牡鞍踪|(zhì)、肽類等水解為氨基酸,而脲酶則是小分子尿素催化水解的高度專一性酶[26].

3 結(jié)論

3.1 大亞灣濕地沉積物MBN含量在豐水期顯著高于枯水期,說明豐水期相對(duì)較高的溫度能夠促進(jìn)氮轉(zhuǎn)化微生物的生長繁殖.

3.2 不同類型濕地沉積物氮礦化速率差異較大(<0.05),斷面之間呈現(xiàn)S3>S1>S2的分布規(guī)律.礦化速率最高值出現(xiàn)在紅樹林?jǐn)嗝?最低值出現(xiàn)在富營養(yǎng)化嚴(yán)重的河口斷面,表明紅樹植物的生長能夠促進(jìn)微生物的礦化過程,而高濃度的NH4+-N則抑制礦化過程的發(fā)生.

3.3 蛋白酶和脲酶活性的空間分布特征與礦化速率的分布一致,且與TOC和TN呈顯著正相關(guān),高值出現(xiàn)在紅樹林?jǐn)嗝?主要?dú)w因于紅樹林地區(qū)具有較高的生產(chǎn)力和微生物豐度,促進(jìn)了微生物酶的產(chǎn)生和釋放.酶活性在河口地區(qū)較低,與該地區(qū)較高NH4+-N含量抑制了微生物胞外酶的分泌有關(guān).

3.4 濕地沉積物礦化速率與蛋白酶和脲酶之間在不同季節(jié)均呈現(xiàn)出了顯著的正相關(guān)性(<0.01),間接反映出蛋白酶和脲酶在有機(jī)氮的礦化過程中起到重要調(diào)控作用.

3.5 整體上,蛋白酶的活性遠(yuǎn)高于脲酶活性,表明人類活動(dòng)對(duì)近岸濕地生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)輸入可能主要以大分子類有機(jī)氮為主.

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Sediment nitrogen mineralization characteristics and its influencing factors in coastal wetlands of Daya Bay.

ZHAO Chun-yu1,2, JIANG Zhi-jian2, WU Yun-chao2, LIU Song-lin2, HUANG Xiao-ping2*, LIU Fu-gang1

(1.School of Ecology, Resources and Environment, Dezhou University, Dezhou 253023, China；2.Key Laboratory of Tropical Marine Bio-resources and Ecology, South China Sea Institute of Oceanology, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510301, China)., 2021,41(10)：4843～4849

To explore the spatial and temporal distribution of the organic nitrogen mineralization process in sediment and the corresponding influencing factors, the sediment organic nitrogen mineralization rates were determined with continuous waterlogging culture of coastal wetland in Daya bay which has been collected during March (dry season) and August (wet season) in 2017. The results showed that the mineralization rates of these stations varied significantly, ranging from 1.88 to 15.12mg/(kg·d), with an average rate of (6.45±3.47)mg/(kg·d), and showed a tendency of the distribution of S3 (mangrove section)>S1 (light beach section) >S2 (estuarine section). The highest mineralization rate in the section of S3, indicated that the growth of mangrove plants could promote the mineralization of microorganisms. The mean values of the activity of protease and urease were (8.52±4.21)mg/(g·d) and (25.34±11.11)g/(g·d), respectively. The spatial distribution of protease activial was consistent with the tendency of the mineralization rate. The highest activity of protease and urease in the high tidal of S3 were mainly because of the boosting production of metabolism enzymes induced by the high productivity and abundance of microorganisms in mangrove forest zone. The higher activity of protease than that of urease suggested that the input of human activities to the coastal wetland mainly by macromolecular organic nitrogen. The lower mineralization rate and enzyme activity in estuarine section was related to the higher NH4+-N content in this area. Generally, significant positive correlation between the mineralization rate and protease and urease (<0.01) were detected, inferring that protease and urease played a key role in the mineralization of organic nitrogen.

sediment；mineralization of organic nitrogen；enzyme activity；influencing factors；coastal wetlands

X142

A

1000-6923(2021)10-4843-07

趙春宇(1989-),男,山東煙臺(tái)人,講師,博士,主要從事濕地氮循環(huán)方面的研究.發(fā)表論文20余篇.

2021-03-18

山東省自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(ZR2020QC052);國家“973計(jì)劃”項(xiàng)目(2015CB452905);德州學(xué)院博士啟動(dòng)基金資助(2019xjrc338)

* 責(zé)任作者, 研究員, xphuang@scsio.ac.cn