＊林燕臻

（福建師范大學環(huán)境科學與工程學院 福建 350007）

濕地是指人工或天然、暫時性或長久的沼澤地、泥炭地、水域地帶，靜止或流動的咸水、半咸水、淡水，包括低潮時水深≤6m的海水水域[1]。沿海濕地處于海陸相互作用的中間地帶，它是響應全球環(huán)境變化和人類活動較為敏感的重要生態(tài)系統(tǒng)之一[2]。沿海地區(qū)人口的爆發(fā)式增長以及工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的快速發(fā)展，使得大量的氮磷營養(yǎng)通過大氣干濕沉降、地表與地下徑流或污水排放等不同途徑進入濕地生態(tài)系統(tǒng)，打破了濕地生態(tài)系統(tǒng)原有的氮素平衡，影響著濕地氮素生物地球化學循環(huán)過程[3-5]。本文以閩江河口濕地為研究對象，研究互花米草入侵年限不同時不同濕地沉積物之間礦化速率的差異，其研究結(jié)果有助于深入認識和理解互花米草入侵對濕地氮素生物地球化學過程的影響。

1.材料與方法

(1)研究區(qū)概況

實驗研究區(qū)位于福建省閩江河口區(qū)面積最大的天然濕地—鱔魚灘濕地。為了研究不同入侵年限的互花米草對濕地沉積物礦化作用的影響，本次采樣點選擇是在互花米草群落分布面積大、地勢平坦和長期穩(wěn)定的濕地地段，取樣點的位置設置在同一等高線上，以保證沉積物樣品都處在相同的生境下。

(2)樣品采集

實驗采用時空互換方法，即通過遙感影像和實地觀察了解互花米草的空間分布得知互花米草的入侵時間長短順序是從東南到西北，因此沿東南到西北設計8個采樣點位分別代表入侵時間從長到短，每個采樣點位做3個重復，采集0～10cm的沉積物樣品（圖1）。將采集的沉積物樣品立即用自封袋密封并避光保存。在實驗室挑出可見的動植物殘體、石頭和其余雜物等，等自然風干后剔除根系和砂礫，并將3個重復樣的沉積物樣品混合研磨并使其通過20目篩后保存，為后續(xù)各項沉積物指標的測定和培養(yǎng)提供樣品。

圖1 閩江河口濕地（鱔魚灘濕地）采樣點示意圖

(3)室內(nèi)培養(yǎng)與沉積物理化指標測定

濕地沉積物中有機質(zhì)的礦化反應和NH3的揮發(fā)作用是指含氮的有機物在微生物等的作用下降解為NH4+的生物轉(zhuǎn)化過程和NH3揮發(fā)進入大氣的過程[6]，通過無機氮隨著時間的變化率來反映濕地沉積物氮素礦化過程，其培養(yǎng)過程見圖2。

圖2 濕地沉積物氮素礦化淹水密閉培養(yǎng)法流程示意圖

沉積物pH采用IQ150便攜式測定；氧化還原電位采用2265 FS便攜式電導/溫度計測定；含水率用烘干法測定；TC和TN測定使用碳氮元素分析儀測定；無機氮經(jīng)KCl浸提后使用連續(xù)流動分析儀測定。

(4)數(shù)據(jù)處理

利用SPSS17.1對數(shù)據(jù)進行分析處理，Origin 8.0對數(shù)據(jù)作圖。采用皮爾遜相關(guān)系數(shù)分析其影響因素的相關(guān)性。

沉積物礦化速率是利用培養(yǎng)后和培養(yǎng)前沉積物硝態(tài)氮和銨態(tài)氮含量的差值來計算，凈礦化速率為單位時間內(nèi)無機氮含量變化，無機氮為硝態(tài)氮和銨態(tài)氮之和，具體計算公式為[7]：

式中：ti為培養(yǎng)起始時間；ti+1為培養(yǎng)結(jié)束時間；△t為培養(yǎng)時間。

2.結(jié)果與分析

(1)理化性質(zhì)分析

本次研究中閩江河口濕地沉積物各采樣點理化因子分布特征如表1所示。由表1可以看出，pH、含水率、電導率、C/N和TN都有明顯的變化規(guī)律，即pH、含水率、電導率和C/N總體上隨著互花米草入侵年限從長到短呈現(xiàn)先減少后增加的趨勢，pH在6.55～6.80之間；C/N在10.38～12.55之間，電導率在0.67～1.16之間。只有TN隨著互花米草入侵年限從長到短呈現(xiàn)先增加后減少的趨勢。

表1 互花米草入侵不同時間序列下沉積物理化性質(zhì)的變化

(2)沉積物氮礦化速率變化特征

沉積物中氮素礦化速率可以用礦化過程中產(chǎn)生的無機氮含量隨時間的變化率來反映?；セ撞萑肭植煌瑫r間序列下沉積物的礦化速率總體隨著入侵年限的延長呈先增后減的規(guī)律，如圖3所示。其中D5、D6和D7點位沉積物的礦化速率在第1-3周期間呈現(xiàn)增長趨勢，在第7周礦化速率降至最低值。在第7-14周期間礦化速率呈現(xiàn)先上升后下降趨勢。D2、D3點礦化速率從培養(yǎng)第1周的3.56mg·kg-1·d-1和2.01mg·kg-1·d-1下降到第10周的最低值-0.06mg·kg-1·d-1和0.03mg·kg-1·d-1，后緩慢上升至0.15mg·kg-1·d-1和0.37mg·kg-1·d-1。D8光灘的礦化速率由第1周的6.92mg·kg-1·d-1經(jīng)培養(yǎng)10周后持續(xù)降至最低值-0.19mg·kg-1·d-1后又增至0.27mg·kg-1·d-1。經(jīng)14個周期培養(yǎng)結(jié)束后，互花米草各采樣點處沉積物的礦化速率均趨于0.01～0.37mg·kg-1·d-1。

圖3 不同時間序列下沉積物礦化速率

(3)沉積物理化性質(zhì)對沉積物礦化速率的影響

對互花米草入侵不同年限下沉積物理化性質(zhì)與礦化速率的相關(guān)性進行分析，可以得出礦化速率與含水率、TN、NH4+-N呈顯著負相關(guān)（P＜0.05），與pH、電導率、C/N均無相關(guān)關(guān)系（P＞0.05），見表2。

表2 入侵不同年限沉積物理化性質(zhì)與礦化速率的Person相關(guān)性分析

3.分析與討論

(1)互花米草濕入侵年限對濕地氮素來源的影響

河口濕地碳氮元素主要是河流和海洋潮汐輸入，其中C/N比值可以指示有機質(zhì)的來源，通常C/N≥12的劃定為陸源有機物，而C/N＜8的劃分為海源有機物[8]，本研究中實驗數(shù)據(jù)表明C/N的分布情況與變化規(guī)律表明陸源輸入氮素對沉積物有機質(zhì)的來源有著重要影響。C/N隨著互花米草的入侵時間的延長而遞增，表明互花米草在濕地沉積物中對陸源有機質(zhì)的攝入比例影響越來越大，而對海源有機質(zhì)的輸入比例影響則越來越小，這與王剛等[9]對鹽城所在的濱海濕地的研究結(jié)果一致。

互花米草一方面入侵時間越長其生物量越大，然后通過植被的掉落物和根系所分泌的有機和無機產(chǎn)物進入沉積物，進而直接對有機氮含量產(chǎn)生影響[10]。另一方面隨著入侵年限的增長互花米草生長的濕地沉積物中有機氮較易被分解成組分所占比例較小的物質(zhì)，有機氮雖隨著入侵種互花米草帶來的陸源有機質(zhì)輸入的量的增大而增大，但隨著礦化速率的下降使總氮的儲量隨著入侵時間的增加而減少。活性有機氮分解速率均隨互花米草入侵濕地時間的增加而下降[11]，同時來源于互花米草中有機碳、有機氮的輸入顯著改變了活性有機氮組分在沉積物有機氮中的分配比例，隨著入侵年限延長，比值先減后增，從而加快了活性氮組分流失，降低了沉積物氮聚集能力[12]。

(2)互花米草入侵對濕地沉積物礦化因素的影響

①互花米草入侵對濕地沉積物理化性質(zhì)的影響

影響濕地沉積物中有機氮素礦化反應的理化性質(zhì)主要包括pH、C/N和TN含量等。沉積物中的pH與礦質(zhì)氮的含量表現(xiàn)為顯著正相關(guān)關(guān)系，pH值升高可提高沉積物中NH4+產(chǎn)生的量。其變化產(chǎn)生原因主要是由于pH值的升高，增加了沉積物中有機質(zhì)的可溶解性，提供了大量富含碳氮基質(zhì)，使得微生物的生長、繁殖條件更加有利，進而促進了氮素的礦化[13]。

另外互花米草發(fā)達的根系和高莖葉會減弱潮水動力，固結(jié)海灘面的沉積物，使海水中粒徑較小的顆粒物大量聚集沉積[12]，且隨著互花米草入侵年限越長，沉積物粘粒組成越高、平均顆粒越細，沉積物氮素礦化作用與粘粒含量呈負相關(guān)關(guān)系。由于細小顆粒物的比表面積較大，會優(yōu)先得到腐殖質(zhì)化產(chǎn)物和根系的分泌物，進而增加了沉積物中TN、TC的含量。沉積物的平均粒徑越小，通氣透水的性能越差，從而影響到沉積物呼吸，不利于TOC、有機氮的分解。

②互花米草入侵對濕地生物區(qū)系的影響

一般來說，沉積物有機氮的礦化反應與植物枯落物的C/N呈負相關(guān)關(guān)系，當C/N比值較高時，缺乏氮源，沉積物礦化反應后產(chǎn)生的氮素會迅速地被微生物固持，因此礦化速率較低[14]。由于濕地沉積物中有機氮的礦化過程的實質(zhì)是在微生物的作用下的氨化反應過程，所以濕地中的各類生物的種類、數(shù)量、種群結(jié)構(gòu)以及其之間的相互關(guān)系等均會對礦化過程產(chǎn)生重要的影響。

4.結(jié)論

互花米草入侵年限對沉積物的pH、含水率、電導率、C/N和TN均產(chǎn)生影響。

不同互花米草入侵年限的沉積物礦化速率總體上隨著培養(yǎng)時間的延長呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢。

礦化速率與互花米草入侵所導致的濕地沉積物理化性質(zhì)和生物要素變化有關(guān)。