閩江河口短葉茳芏濕地及圍墾后的養(yǎng)蝦塘N2O通量比較

譚立山,楊 平,2*,徐 康,陳坤龍,黃佳芳,2,3,仝 川,2,3*

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閩江河口短葉茳芏濕地及圍墾后的養(yǎng)蝦塘N2O通量比較

譚立山1,楊 平1,2*,徐 康1,陳坤龍1,黃佳芳1,2,3,仝 川1,2,3*

(1.福建師范大學(xué)地理學(xué)學(xué)院,福建福州 350007；2.福建師范大學(xué)濕潤亞熱帶生態(tài)地理過程教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,福建福州 350007；3.福建師范大學(xué)亞熱帶濕地研究中心,福建福州 350007)

以閩江河口鱔魚灘的短葉茳芏濕地及其轉(zhuǎn)化而成的養(yǎng)蝦塘為研究對象,于2016年5~11月,采用靜態(tài)箱-氣相色譜法和懸浮箱-氣相色譜法分別對白天短葉茳芏濕地和養(yǎng)蝦塘水-氣界面N2O通量進(jìn)行觀測,并同步測定短葉茳芏濕地間隙水化學(xué)指標(biāo)和養(yǎng)蝦塘水體理化指標(biāo).結(jié)果表明,觀測期間短葉茳芏濕地和養(yǎng)蝦塘水-氣界面N2O通量變化范圍分別為-113.11~206.57μg/(m2·h)和-2.27~143.25μg/(m2·h),均值分別為(38.35±24.44)μg/(m2·h)和(46.44 ± 15.93)μg/(m2·h),整體均表現(xiàn)為大氣中N2O的排放源,但兩者N2O通量無顯著差異(>0.05).短葉茳芏濕地N2O通量與土壤間隙水的鹽度和營養(yǎng)鹽呈顯著正相關(guān)(<0.05),養(yǎng)蝦塘水-氣界面N2O通量與水深、水體鹽度和營養(yǎng)鹽含量均呈極顯著正相關(guān)關(guān)系(<0.01).

N2O通量；潮汐沼澤；養(yǎng)蝦塘；土地利用變化；閩江河口

氧化亞氮(N2O)作為大氣中僅次于二氧化碳(CO2)和甲烷(CH4)的第三大溫室氣體,其濃度和年增長率雖均低于CO2和CH4,但其顯著的增溫潛勢和對臭氧層的破壞而在全球氣候變暖過程中扮演著十分重要的角色[1-2].工業(yè)革命以來,大氣中N2O濃度已從前工業(yè)化時期的271×10-9增加到2011年的324.2×10-9,其在大氣中的濃度并以每年0.26%速度增加[3].熱帶土壤和濕地在全球的氮循環(huán)中起著重要作用,同時也是N2O的重要來源之一,占總排放的22%~27%[4].因此對各濕地類型N2O通量的研究成為當(dāng)前氮循環(huán)過程的研究熱點(diǎn)[5].

河口濱海沼澤濕地是天然濕地的重要組成部分,近20a來,不同濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)N2O通量的研究逐漸增多,主要集中于河口鹽沼濕地[6-7]、紅樹林沼澤[8-10]、濱海潟湖[11-12]以及濱海濕地[13-14].目前,主要認(rèn)為濱海濕地N2O來源于濕地沉積物,但是N2O的源/匯功能因不同地點(diǎn)和環(huán)境條件(沉積物理化性質(zhì)、水文條件和生物群落),在不同空間尺度和時間尺度上具有不同的表現(xiàn)[15].受人類活動影響,河口濕地N2O產(chǎn)生和排放因水體及沉積物中營養(yǎng)物負(fù)荷的日益上升而明顯增加[16].

對于水生生態(tài)系統(tǒng)N2O產(chǎn)生機(jī)制,部分學(xué)者認(rèn)為含有豐富有機(jī)物和營養(yǎng)鹽的沉積物是水生生態(tài)系N2O的來源,產(chǎn)生機(jī)制為表層的硝化作用和更深層的反硝化作用[17].水體的溫度、氮含量、溶解氧(DO)、溶解性有機(jī)碳和流速等理化性質(zhì)是影響水-氣界面N2O通量的主要因素[18].中國是世界上水產(chǎn)養(yǎng)殖面積最大的國家,2010年全國濱海養(yǎng)殖塘面積達(dá)12099.52km2[19].受市場需求的影響以及土地資源的限制[20],我國東南沿海濱海及河口濕地轉(zhuǎn)化為陸基水產(chǎn)養(yǎng)殖塘的數(shù)量不斷增加,福建省濱海養(yǎng)殖塘面積從1985年的297.18km2增加到2010年的565.91km2[19].作為人類干擾的一個重要形式,濱海及河口感潮沼澤濕地圍墾后形成水產(chǎn)養(yǎng)殖塘,兩者N2O通量的對比研究還未見文獻(xiàn)報道.

本研究以閩江河口鱔魚灘濕地中部分布的短葉茳芏沼澤濕地及其比鄰的、近2~3a由短葉茳芏沼澤濕地圍墾轉(zhuǎn)化后的養(yǎng)蝦塘為研究對象,同步開展短葉茳芏沼澤濕地生態(tài)系統(tǒng)N2O通量以及養(yǎng)蝦塘水-氣界面N2O通量的測定,并同步測定相關(guān)環(huán)境因子,以期認(rèn)識河口沼澤濕地轉(zhuǎn)化為水產(chǎn)養(yǎng)殖塘后的N2O排放通量的規(guī)律,為揭示河口沼澤濕地圍墾養(yǎng)殖對河口沼澤濕地N2O通量的影響,以及為精確評估濱海及河口水產(chǎn)養(yǎng)殖塘水-氣界面N2O排放通量提供科學(xué)數(shù)據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

鱔魚灘沼澤濕地(119°34′12″~119°40′40″E, 26°00′36″~26°03′42″N)是閩江入?？趨^(qū)最大天然濕地,面積3120hm2.閩江河口區(qū)地處中亞熱帶和南亞熱帶海洋性季風(fēng)氣候的過渡區(qū),氣候暖熱濕潤,多年平均溫度19.6℃,年降水日數(shù)153d,多年平均降水量1346mm,降水多集中在3~9月,潮汐屬于正規(guī)半日潮[21],鱔魚灘感潮沼澤濕地主要的優(yōu)勢植物包括土著種短葉茳芏(),蘆葦()以及外來入侵種互花米草()[11].鱔魚灘濕地中偏西部五門閘附近的中高潮灘過渡地段分布有大面積的短葉茳芏半咸水沼澤濕地(119°37′31″E,26°01′46″N),其中少部分開墾為養(yǎng)蝦塘或候鳥棲息地調(diào)節(jié)水塘.選取一環(huán)境條件均勻一致的短葉茳芏群落,在其傍邊選取一個開墾時間約為3~4a的大型養(yǎng)蝦塘,養(yǎng)蝦塘面積約8500m2,平均水深1.4m.養(yǎng)蝦塘采樣點(diǎn)位于養(yǎng)殖塘中部,短葉茳芏濕地采樣點(diǎn)距養(yǎng)殖塘采樣點(diǎn)約50m.

1.2 樣品采集

本文主要研究養(yǎng)蝦塘在養(yǎng)殖期間的水-氣界面N2O通量并與同期短葉茳芏半咸水沼澤濕地生態(tài)系統(tǒng)N2O通量相比較,故研究時段選定為養(yǎng)蝦塘養(yǎng)殖期.閩江河口區(qū)陸基水產(chǎn)養(yǎng)殖塘的養(yǎng)殖期一般為5~11月末.在短葉茳芏濕地內(nèi),2016年4月隨機(jī)布設(shè)4個采樣點(diǎn)(4個重復(fù),彼此間距約5m).氣體取樣采用靜態(tài)暗箱法[22-23],底座與箱體均為PVC材料,長、寬、高為35、35、30cm,底座在整個觀測期間固定埋設(shè)在采樣點(diǎn),露出地面5cm.短葉茳芏株高度大于1.2m,因此靜態(tài)箱體由中箱和頂箱2部分組[24],二者長、寬、高分別為3、35、100cm和35、35、30cm.底座和中箱頂部均有水槽,頂箱上部安裝有小風(fēng)扇以混合氣體.

對于養(yǎng)蝦塘每個測定日,乘小船到達(dá)養(yǎng)蝦塘中央,在船身四周設(shè)置4個采樣點(diǎn)(4個重復(fù),彼此間距約1m).氣體取樣采用靜態(tài)浮箱法,浮箱主體由透明有機(jī)玻璃構(gòu)成(直徑25cm,高40cm的圓),外面包有鋁箔氣泡膜;箱上安裝一個通風(fēng)管用于平衡箱內(nèi)外的壓力,側(cè)面有氣體采樣口.采樣前讓箱口朝上,以便箱內(nèi)充滿空氣;采樣時將采樣箱箱口朝下懸掛于固定在由泡沫制作成的載體物上.同時,采樣時為了確保箱內(nèi)空氣與外界隔絕,需將采樣箱置于水面,使箱口浸入水中,浸入的深度需根據(jù)采樣時的風(fēng)浪狀況來定[25-26].

研究時段每半月測定1次氣體通量.短葉茳芏濕地和養(yǎng)蝦塘同步采集采樣,氣體采樣時間從上午10:00開始,各采樣日該時刻基本對應(yīng)短葉茳芏濕地非潮水水淹階段(漲潮前階段),地表基本露出,2個樣地同時進(jìn)行采樣.每個采樣點(diǎn)使用100mL注射器在0、15、30和45min各采集1次氣樣以計算氣體通量,氣樣采集后立刻注射到1L鋁箔采樣袋中(大連德霖氣體包裝有限公司生產(chǎn)),及時送回實(shí)驗(yàn)室,48h內(nèi)用GC2014氣相色譜儀(島津,Japan)分析測定N2O氣體濃度.N2O交換通量計算公式見文獻(xiàn)[27].

1.3 氣象參數(shù)及養(yǎng)蝦塘表層水環(huán)境參數(shù)的測定

氣溫、風(fēng)速和氣壓采用便攜式氣象儀(Kestrel3500,USA)測定;水溫、pH 值、氧化還原電位(ORP)分別采用HI98121便攜式pH/氧化還原電位/溫度計(IQ Scientific Instruments,Italy)測定;電導(dǎo)率使用ECTestr11+便攜式電導(dǎo)率儀(EUTECH Instruments,USA)測定;鹽度使用SALT6+(EUTECH Instruments,USA)便攜式鹽度計測定;水中溶解氧采用YSI550A水質(zhì)監(jiān)測儀( YSI,USA) 原位同步測量,表層水環(huán)境各參數(shù)的測定深度均為水面下10cm.

1.4 短葉茳芏濕地間隙水和養(yǎng)蝦塘表層水的采集和測定

在短葉茳芏樣地,預(yù)先分別在4個采樣點(diǎn)(4個重復(fù))的靜態(tài)箱底座中埋設(shè)土壤孔隙水采樣器(內(nèi)徑5cm,底部側(cè)壁開有密集的小孔,頂部用橡膠塞密閉)用以采集10cm深度間隙水樣.在每次氣體采樣結(jié)束后,使用注射器抽取孔隙水,采集的水樣立刻裝進(jìn)100mL聚乙烯瓶.

與氣樣采樣同步,在每個懸浮箱采樣點(diǎn)附近采集水體表層(10cm 深)的水樣,采集的水樣立刻裝進(jìn)100mL聚乙烯瓶.所有水樣低溫遮光帶回實(shí)驗(yàn)室后,使用孔徑為0.45μm濾紙過濾,利用連續(xù)流動分析儀(SKALAR San++, Netherlands)測定PO43-、TP、NH4+-N、NO3--N和TN濃度,儀器檢測限為0.005mg/L;采用DIONEX ICS-2100 (Therom,USA)測定SO42-和Cl-濃度;采用TOC-V CPN(島津,Japan)測定DOC;采用紫外-可見分光光度計(島津 UV- 2450,Japan)測定養(yǎng)蝦塘水樣葉綠素a含量.

1.5 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計分析

使用Excel 2010對原始數(shù)據(jù)進(jìn)行處理和繪圖.采用SPSS 19.0統(tǒng)計軟件中的Independent- Samples檢驗(yàn)分析短葉茳芏濕地生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體通量與養(yǎng)蝦塘水-氣界面溫室氣體通量以及相關(guān)環(huán)境因子參數(shù)間的差異性;氣體通量與環(huán)境因子的相關(guān)性檢驗(yàn)采用Pearson相關(guān)性分析法進(jìn)行分析;通過多元回歸法中的逐步回歸法(Stepwise)探析影響溫室氣體通量的主要環(huán)境因子.以上統(tǒng)計分析中,顯著性水平= 0.05,圖中誤差線均為標(biāo)準(zhǔn)誤差.文中數(shù)值為平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤.

2 結(jié)果與分析

2.1 短葉茳芏濕地及養(yǎng)蝦塘水-氣界面N2O通量動態(tài)變化

圖1 短葉茳芏濕地及養(yǎng)蝦塘水-氣界面N2O通量隨時間變化趨勢

如圖(1)所示,短葉茳芏濕地N2O通量變化范圍為-113.11~206.57 μg/(m2·h),均值為(38.35± 24.44)μg/(m2·h),觀測期間短葉茳芏濕地生態(tài)系統(tǒng)N2O通量發(fā)生明顯的“匯”和“源”轉(zhuǎn)化,最大值和最小值分別出現(xiàn)在9月中旬和10月中旬.養(yǎng)蝦塘水-氣界面N2O通量變化范圍為-2.27~ 143.25μg/(m2·h),均值為(46.44±15.93)μg/(m2·h),相對于短葉茳芏濕地,N2O通量均值增加了21.1%.最大值和最小值分別出現(xiàn)在10月末和7月末.養(yǎng)殖初期、中期和后期的N2O通量均值分別為(38.62±23.53)、(45.46±32.21)和(55.23± 33.97)μg/(m2·h),3個階段間N2O通量差異性不顯著(>0.05).觀測期間,短葉茳芏濕地及養(yǎng)蝦塘整體上表現(xiàn)為大氣中N2O的“源”.

2.2 環(huán)境因子動態(tài)變化

2.2.1 短葉茳芏濕地間隙水Cl-與SO42-濃度動態(tài)特征 短葉茳芏濕地間隙水Cl-與SO42-濃度分別介于63.97~2079.32和1.22~460.33mg/L (圖2),均值分別為(762.71±193.45)和(126.95± 13.79)mg/L.整個觀測期間,Cl-濃度整體呈出波動上升趨勢,最大值出現(xiàn)在11月中旬,最低值出現(xiàn)在5月末.SO42-濃度與Cl-濃度變化趨勢相似,但較為穩(wěn)定,最小值出現(xiàn)在5月中旬,最大值出現(xiàn)在11月中旬.短葉茳芏濕地間隙水Cl-與SO42-濃度均在10月末后大幅上升.

2.2.2 養(yǎng)蝦塘養(yǎng)殖水理化指標(biāo)動態(tài)特征 養(yǎng)蝦塘水位變化范圍為40.8~154.8cm,均值為(104.6 ± 11.88)cm(圖3a).最小值出現(xiàn)在捕獲期的11月,最大值在9月.8月前根據(jù)蝦苗生長設(shè)置水位,水位呈現(xiàn)遞增趨勢,之后水位基本保持在140cm.養(yǎng)蝦塘鹽度均值為(2.60±0.36)‰,變化范圍為1.5‰~ 4.2‰(圖3b).最低值位于養(yǎng)殖初期,最高值位于養(yǎng)殖的中后期,5~8月份隨著氣溫升高,水體蒸發(fā),鹽度持續(xù)上升,9月13日進(jìn)行換水,引入鹽度為4‰的潮水后維持穩(wěn)定.

圖2 短葉茳芏間隙水Cl-與SO42-濃度變化特征

觀測期間,養(yǎng)蝦塘水體水溫變化范圍為11.45~32.00℃,平均水溫(24.02±7.98)℃(表1).pH較穩(wěn)定,在6.52~9.64之間,均值為(8.42±0.30),整體上呈弱堿性.ORP變化范圍為57.75~238mV,均值為(124.13±14.95)mV.DO濃度變幅較大,在6.52~9.64mg/L之間,均值為(9.44±1.17)mg/L.電導(dǎo)率變化趨勢與鹽度相似,均值為(2.26±0.28) mS/cm,變化范圍為1.14~4.51mS/cm.葉綠素含量變異系數(shù)為72.31%,變化范圍為8.37~557.19μg/ L,均值(221.6±48.16)μg/L,在養(yǎng)殖初期葉綠素含量迅速增長,中后期受蝦的捕食量的影響在均值波動.DOC濃度變化范圍為33.07~ 91.29mg/L,均值(50.92±6.72)mg/L.

2.2.3 短葉茳芏濕地間隙水及養(yǎng)蝦塘養(yǎng)殖水氮含量時間動態(tài) 短葉茳芏濕地間隙水NO3-、NH4+和TN濃度變化范圍分別介于2.88~6.33、0.07~1.04和0.47~1.89mg/L,均值分別為(4.41± 0.32)、(1.04±0.07)和(1.32±0.17) mg/L(圖4a).NO3-濃度變化較為平穩(wěn),出現(xiàn)兩次上升現(xiàn)象,最大值出現(xiàn)在9月末,最小值在8月末.NH4+濃度整體呈現(xiàn)“下降-上升”趨勢,最小值出現(xiàn)在7月16日,最大值出現(xiàn)在11月18日.TN濃度變化波動較大,最小值出現(xiàn)在6月末,最大值出現(xiàn)在9月末.

表1 養(yǎng)蝦塘養(yǎng)殖水理化指標(biāo)(水面下10cm深度)

養(yǎng)蝦塘養(yǎng)殖水NO3-、NH4+和TN濃度變化范圍分別介于0.06~4.19、0.02~2.32和0.30~ 2.76mg/L,均值分別為(1.15±0.36)、(1.05±0.19)和(1.43±0.23)mg/L(圖4b).9月13日養(yǎng)蝦塘進(jìn)行換水,水流導(dǎo)致一部分沉積物上揚(yáng),使以上指標(biāo)濃度達(dá)到最大值.養(yǎng)殖后期,由于水溫逐漸降低,水中藻類的生命活動減弱,對營養(yǎng)鹽的吸收減少,導(dǎo)致水體中營養(yǎng)鹽濃度高.NH4+和TN濃度變化趨勢基本一致,養(yǎng)殖中、后期濃度顯著大于養(yǎng)殖初期(<0.05);NO3-濃度在3個養(yǎng)殖階段差異不顯著(>0.05).

2.3 N2O通量與環(huán)境因子的相關(guān)分析

短葉茳芏濕地N2O通量與間隙水Cl-、SO42-和NH4+濃度存在顯著正相關(guān)關(guān)系(圖5,表2,<0.05);養(yǎng)蝦塘水-氣界面N2O通量與水體鹽度、水深、NO3-、NH4+和TN濃度呈現(xiàn)顯著正相關(guān)關(guān)系(圖6,表2,<0.01).結(jié)果表明短葉茳芏濕地和養(yǎng)蝦塘N2O通量與營養(yǎng)鹽濃度和鹽度存在密切相關(guān)性.

圖5 短葉茳芏濕地N2O通量與間隙水Cl-濃度的相關(guān)關(guān)系(a: Cl-;b: SO42-)

圖6 養(yǎng)蝦塘水-氣界面N2O通量與水深和鹽度的相關(guān)關(guān)系

表2 N2O通量與NH4+、NO3-和TN相關(guān)分析

注: *< 0.05; **< 0.01.

利用多元逐步回歸法分別分析影響短葉茳芏濕地和養(yǎng)蝦塘水-氣界面N2O通量的主要環(huán)境因子.利用短葉茳芏N2O通量與土溫、電導(dǎo)率、株高、生長密度、NO3-、NH4+、TN、TP、SO42-和Cl-濃度建立最優(yōu)回歸方程;養(yǎng)蝦塘水-氣界面N2O通量則與水體水溫、pH、Eh、鹽度、葉綠素、DO、DOC、NO3-、NH4+、TN、TP、SO42-和Cl-濃度建立最優(yōu)回歸方程(表3).結(jié)果表明,土溫及間隙水NH4+濃度對短葉茳芏濕地N2O通量影響較大,養(yǎng)蝦塘水體NO3-濃度是影響?zhàn)B蝦塘水-氣界面N2O通量的主要環(huán)境因子.

表3 兩樣地N2O通量與環(huán)境因子的多元回歸分析

3 討論

3.1 短葉茳芏濕地與養(yǎng)蝦塘N2O通量的比較

短葉茳芏濕地圍墾轉(zhuǎn)化成養(yǎng)蝦塘后,一方面從有植被覆蓋變成無植被覆蓋,同時由周期性水淹變成長期水淹.然而,在觀測期內(nèi)白天,短葉茳芏濕地生態(tài)系統(tǒng)N2O通量(非潮水水淹階段)與養(yǎng)蝦塘水-氣界面N2O通量并無顯著差異(>0.05).對比2個樣地N2O通量變化趨勢還發(fā)現(xiàn),短葉茳芏濕地N2O通量變化范圍大于養(yǎng)蝦塘,兩者變異系數(shù)分別為220.82%和129.21%(表4).對于短葉茳芏濕地,雖然在整個觀測期內(nèi)整體上表現(xiàn)為大氣中N2O的“源”,但是在一些測定日卻表現(xiàn)為大氣中N2O的“匯”,這與其他一些關(guān)于濱海及河口濕地生態(tài)系統(tǒng)N2O通量的研究結(jié)果一致,即濱海河口感潮沼澤濕地存在著明顯的“源匯”間的轉(zhuǎn)化[12,28-33].養(yǎng)蝦塘水-氣界面N2O通量在整個養(yǎng)殖期一直表現(xiàn)為大氣中N2O的“源”(圖2),原因之一可能與養(yǎng)蝦塘長期水淹(平均水深為1m)導(dǎo)致養(yǎng)蝦塘沉積物和底部水體形成厭氧環(huán)境明顯有關(guān).水體中充足的NO3--N或者外源氮輸入且溶解氧濃度很低時,會促進(jìn)反硝化作用的進(jìn)行,進(jìn)而促進(jìn)N2O的產(chǎn)生[34].養(yǎng)蝦塘養(yǎng)殖期由于水文條件較為穩(wěn)定,能持續(xù)向大氣釋放N2O.

表4 兩樣地N2O通量對比

3.2 河口感潮沼澤濕地N2O通量與間隙水化學(xué)指標(biāo)的關(guān)系

本研究中短葉茳芏濕地N2O通量與間隙水Cl-和SO42-濃度均呈顯著的正相關(guān)關(guān)系(圖6),表明在整個觀測期中,短葉茳芏濕地土壤鹽度對N2O通量具有促進(jìn)作用.河口區(qū)感潮濕地N2O通量與鹽度關(guān)系較為復(fù)雜.Marton等[34]研究發(fā)現(xiàn),美國Satilla河潮汐淡水洪泛平原土壤N2O的產(chǎn)生量隨鹽度增加(0~5‰)而增加,主要原因是鹽度的增加會促進(jìn)硫酸鹽的還原反應(yīng),進(jìn)而增加了土壤中H2S濃度,抑制了N2O還原過程.然而也有研究表明,在低鹽度(0‰~5‰)情景下,鹽度的變化并不會對濕地N2O通量產(chǎn)生影響,當(dāng)鹽度達(dá)到一定濃度后才會對N2O釋放產(chǎn)生抑制[35].牟曉杰等[27]研究表明潮汐濕地N2O通量與土壤鹽度間無相關(guān)關(guān)系.

短葉茳芏濕地N2O通量與間隙水NH4+濃度呈顯著正相關(guān)關(guān)系.NH4+通常被看為沉積物進(jìn)行硝化和反硝化作用的先決物質(zhì)基礎(chǔ)[36-37].NO3-是土壤溶液主要成分,易隨流水流失,而NH4+主要為交換態(tài),易被土壤膠體吸附不易流失[38].土壤NH4+能夠通過硝化、反硝化兩步反應(yīng)生成N2O,較NO3-一步反應(yīng)生成N2O效率更高.因此,土壤間隙水中NH4+的濃度增加能直接和間接促進(jìn)硝化與反硝化作用,增加N2O釋放量.

3.3 養(yǎng)蝦塘水-氣界面N2O通量與水環(huán)境因子的關(guān)系

3.3.1 水深 水深是影響深層水與沉積物溶解氧(DO)濃度的重要因素,一般來說,DO隨水體深度增加而減少.本研究中,養(yǎng)蝦塘水-氣界面N2O通量與水深呈極顯著正相關(guān)關(guān)系(圖7a).多數(shù)結(jié)果表明,水生生態(tài)系水體N2O濃度及排放通量與DO濃度成負(fù)相關(guān)關(guān)系[39-41].當(dāng)水位上升,養(yǎng)殖塘水體缺氧區(qū)域增多,促進(jìn)反硝化細(xì)菌的活性,有利于N2O產(chǎn)生.

3.3.2 鹽度 本研究中養(yǎng)蝦塘水-氣界面N2O通量與鹽度呈顯著正相關(guān)關(guān)系(圖7b).河口濱海陸基養(yǎng)蝦塘蝦類生長對鹽度具有一定要求,且不同養(yǎng)殖期略有波動.目前,對水-氣界面N2O通量的研究集中在淡水水生生態(tài)系統(tǒng),未見關(guān)于水生生態(tài)系統(tǒng)水-氣界面N2O通量與鹽度關(guān)系的報道.有研究表明,生活污水中N2O產(chǎn)量隨鹽度增加而遞增,主要原因?yàn)橄趸饔孟鄬τ诜聪趸饔脤}度更為敏感,鹽度對硝化作用存在抑制作用,導(dǎo)致硝化過程不完全,水體中NO2--N累積,其毒性會抑制氧化亞氮還原酶(Nos)活性,從而導(dǎo)致N2O產(chǎn)量和轉(zhuǎn)化率升高[42-43].

3.3.3 營養(yǎng)鹽 本研究中養(yǎng)蝦塘水水-氣界面N2O通量與NO3-、NH4+和TN濃度均呈現(xiàn)極顯著的正相關(guān)關(guān)系.NH4+是硝化作用的基質(zhì),對硝化作用起著決定作用[18],其產(chǎn)物NO3--N則是反硝化作用的底物,因此反硝化過程中N2O的產(chǎn)生受硝態(tài)氮的供給和電子供體需求平衡調(diào)控[44].此外,NO3-作為比N2O更強(qiáng)的電子受體,對Nos起抑制作用,更有利于N2O的產(chǎn)生和釋放[45].

3.4 與其他河口濕地及水生生態(tài)系統(tǒng)N2O通量比較

表5總結(jié)了已發(fā)表的其他河口濕地N2O通量數(shù)據(jù).本研究中的N2O通量變化范圍較大,與大沽河口蘆葦濕地相近.N2O通量變化范圍或均值隨著緯度升高逐漸減小,法國Couesnon河口光灘的N2O平均通量僅為1.79μg/(m2·h),這是由于土壤溫度隨緯度升高而降低造成.綜合看,各地區(qū)河口海灣濕地整體上表現(xiàn)為大氣中N2O的“弱源”.

表5 不同區(qū)域河口濱海濕地N2O通量的比較

注:a觀測期間平均值;b觀測期間變化范圍.

表6顯示水生生態(tài)系統(tǒng)總體表現(xiàn)為N2O的排放源.對于水庫而言,亞馬遜流域Amozonian水庫N2O通量最大316.7μg/(m2·h),加拿大Cabonga水庫最小8.3μg/(m2·h).本研究中養(yǎng)蝦塘N2O平均通量則與南京魚蟹混養(yǎng)塘相近.研究表明,水生生態(tài)系統(tǒng)N2O通量與水流量有關(guān),流量大不僅促進(jìn)氣體的逸散,而且會抑制氣體的原位產(chǎn)生[49], 同時一定的水流速度能影響藻類生長環(huán)境和水體富營養(yǎng)化來控制水體通透性,從而影響水生生物在碳氮循環(huán)中的活性[50].有研究表明,在大的森林景觀或濕地景觀背景上分布的水生生態(tài)系統(tǒng)沉積物N2O產(chǎn)生速率較在農(nóng)業(yè)景觀背景中的水生生態(tài)系統(tǒng)低,這主要與水體中的氮負(fù)荷有關(guān),較高的營養(yǎng)鹽濃度促進(jìn)N2O的產(chǎn)生[18].水產(chǎn)養(yǎng)殖塘定期投放餌料,也是其較一般天然湖泊或水庫N2O通量高的原因之一.河口感潮濕地N2O通量均具有顯著的晝夜變化,在今后的研究中,需要完善閩江口陸基水產(chǎn)養(yǎng)殖塘水-氣界面溫室氣體通量的年際、季節(jié)和日動態(tài)的研究,以期更好地揭示閩江口陸基水產(chǎn)養(yǎng)殖塘水-氣界面溫室氣體通量規(guī)律,為我國河口濱海水產(chǎn)養(yǎng)殖塘水-氣界面溫室氣體通量估算和排放清單編制提供更準(zhǔn)確、全面的數(shù)據(jù).

表6 不同區(qū)域水庫、湖泊和養(yǎng)殖塘水-氣界面N2O通量均值的對比

4 結(jié)論

4.1 在養(yǎng)殖期時間尺度,短葉茳芏濕地生態(tài)系統(tǒng)和養(yǎng)蝦塘水-氣界面N2O通量整體均表現(xiàn)為大氣中N2O的排放源,短葉茳芏濕地轉(zhuǎn)化為養(yǎng)蝦塘后,兩者排放到大氣環(huán)境中的N2O通量的均值變化不大.

4.2 短葉茳芏濕地N2O通量受多種環(huán)境因素影響,間隙水NH4+濃度為重要的環(huán)境因子.養(yǎng)蝦塘水深、鹽度和營養(yǎng)鹽濃度對水-氣界面N2O通量均有明顯的影響,其中水體NO3-濃度是影響?zhàn)B蝦塘水-氣界面N2O通量的主要環(huán)境因子.

[1] Solomon S, Qin D, Manning M, et al. Climate change 2007: The physical science basis contribution of working group I to the fourth assessment report of the intergovernmental panel on climate change [M]. New York, USA: Cambridge University Press, 2007:1-126.

[2] Ravishankara A R, Daniel J S, Portmann R W. Nitrous oxide (N2O): The dominant ozone-depleting substance emitted in the 21st century [J]. Science, 2009,326(5949):123-125.

[3] IPCC. In Climate change 2013: The physical science basis. Working group I Contribution to the fifth assessment report of the intergovernmental panel on climate change [M]. Cambridge, United Kingdom and New York, USA: Cambridge University Press, 2014.

[4] Whalen S C. Biogeochemistry of methane exchange between natural wetlands and the atmosphere [J]. Environmental Engineering Science, 2005,22:73-94.

[5] Murra R H, Erler D V, Eyre B D. Nitrous oxide fluxes in estuarine environments: response to global change [J]. Global Change Biology, 2015,21(9):3219-3245.

[6] Shingo U, Chun-sim U G, Takahito Y. Dynamics of dissolved O2, CO2, CH4and N2O in a tropical coastal swamp in southern Thailand [J]. Biogeochemistry, 2000,49:191-215.

[7] Magalh?es C, Costa J, Teixeira C, et al. Impact of trace metals on denitrification in estuarine sediments of the Douro River estuary, Portugal [J]. Marine Chemistry, 2007,107:332-341.

[8] Mu?oz-Hincapié M, Morell J M, Corredor J E. Increase of nitrous oxide flux to the atmosphere upon nitrogen addition to red mangroves sediments [J]. Marine Pollution Bulletin, 2002,44: 992-996.

[9] Allen D E, Dalal R C, Rennenberg H, et al. Spatial and temporal variation of nitrous oxide and methane flux between subtropical mangrove sediments and the atmosphere [J]. Soil Biology and Biochemistry, 2007,39:622-631.

[10] Ganguly D, Dey M, Mandal S K, et al. Energy dynamics and its implication to biosphere-atmosphere exchange of CO2, N2O and CH4in a tropical mangrove forest canopy [J]. Atmospheric Environment, 2008,42:4172-4184.

[11] Gregorich E G, Hopkins D W, Elberling B, et al. Emission of CO2, CH4and N2O from lake shore soils in an Antarctic dry valley [J]. Soil Biology and Biochemistry, 2006,38:3120-3129.

[12] Hirota M, Senga Y, Seike Y, et al. Fluxes of carbon dioxide, methane and nitrous oxide in two contrastive fringing zones of coastal lagoon, Lake Nakaumi, Japan [J]. Chemosphere, 2007, 68:597-603.

[13] Amouroux D, Roberts G, Rapsomanikis S, et al. Biogenic gas (CH4, N2O, DMS) emission to the atmosphere from near-shore and shelf waters of the North-western Black Sea [J]. Estuarine Coastal and Shelf Science, 2002,54(3):575-587.

[14] Moseman-Valtierra S, Gonzalez R, Kroeger K D, et al. Short-term nitrogen additions can shift a coastal wetland from a sink to a source of N2O [J]. Atmospheric Environment, 2011,45: 4390-4397.

[15] 孫志高,牟曉杰,王玲玲.濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)N2O排放研究進(jìn)展 [J]. 海洋環(huán)境科學(xué), 2010,29(1):159-164.

[16] Sun Z G, Wang L L, Tian H Q, et al. Fluxes of nitrous oxide and methane in different coastal Suaeda salsa marshes of the Yellow River estuary [J]. Chemosphere, 2013,90:856-865.

[17] Beaulieu J J, Shuster W D, Rebholz J A. Nitrous oxide emissions from a large, impounded river: The Ohio River [J]. Environmental Science and Technology, 2010,44(19):7527-7533.

[18] 譚永潔,王東啟,周立旻,等.河流氧化亞氮產(chǎn)生和排放研究綜述 [J]. 地球與環(huán)境, 2015,43(1):123-132.

橫在李愫和蕭之間的同樣還有文化而差異，李愫生長在嘉義農(nóng)村，五個哥哥目不識丁，而當(dāng)初李愫考上大學(xué)時家人認(rèn)為當(dāng)老師對于這個農(nóng)民家庭是件光宗耀祖的事情，所以受到了全票支持。李愫的丈夫蕭出生優(yōu)渥，他崇拜美國文化，幾十年來一直模仿者美國的生活方式，他要求李愫打扮成他想要的樣子，而李愫十多年來究竟還是沒有學(xué)會蕭的那套美國的生活方式，蕭曾經(jīng)甚至稱李愫為“農(nóng)業(yè)社會”的產(chǎn)品，這種自以為是的優(yōu)越使得李愫很不是滋味，李愫“一寸一寸的發(fā)覺，嫁給一個人，也同時嫁給對方的社會”③，這就像一個代表了傳統(tǒng)一個代表了現(xiàn)代，一個是東方一個是西方，這不僅僅是夫妻雙方在生活上的矛盾，更是兩種文化在一場婚姻中的沖撞。

[19] 姚云長,任春穎,王宗明,等.1985年和2010年中國沿海鹽田和養(yǎng)殖池遙感監(jiān)測[J]. 濕地科學(xué), 2016,14(6):874-882.

[20] Liu S W, Hu Z Q, Wu S, et al. Methane and nitrous oxide emissions reduced following conversion of rice paddies to inland crab-fish aquaculture in southeast China [J]. Environment Science and Technology, 2016,50:633-642.

[21] 鄭彩虹,曾從盛,陳志強(qiáng),等.閩江河口區(qū)濕地景觀格局演變研究 [J]. 濕地科學(xué), 2006,4(1):29-34.

[22] Tong C, Huang J F, Hu Z Q, et al. Diuranl variations of carbon oxide, methane, and nitrous oxide vertical fluxes in a subtropical estuarine marsh neap and spring tide days [J]. Estuaries and Coasts, 2013,36(3):633-642.

[23] Upderaff K, Bridham S D, Pastor J, et al. Response of CO2and CH4emission from peatlands to warming and water table manipulation [J]. Ecology Application, 2001,11:311-326.

[24] 仝 川,鄂 炎,廖 稷,等.閩江河口潮汐沼澤濕地CO2排放通量特征 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2011,31(12):2830-2840.

[25] Huttunen J T, Juutinen S, Alm J, et al. Nitrous oxide flux to the atmosphere from the littoral zone of a boreal lake [J]. Journal of Geophysical Research, 2003,108:181-195.

[26] Zhu R B, Liu Y S, Xu H, et al. Carbon dioxide and methane fluxes in the littoral zones of two lakes, east Antarctica [J]. Atmospheric Environment, 2010,44(3):304-311.

[27] 牟曉杰,劉興土,仝 川,等.閩江河口短葉茳芏濕地CH4和N2O排放對氮輸入的短期響應(yīng) [J]. 環(huán)境科學(xué), 2012,33(7):2483- 2489.

[28] Sun Z G, Wang L L, Mou X J. Spatial and temporal variations of nitrous oxide flux between coastal marsh and the atmosphere in the Yellow River estuary of China [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2014,21:419-433.

[29] 謝文霞,趙全升,張 芳,等.膠州灣河口濕地秋冬季N2O氣體排放通量特征 [J]. 地理科學(xué), 2011,31(4):464-469.

[30] 胡 泓,王東啟,李楊杰,等.崇明東灘蘆葦濕地溫室氣體排放通量及其影響因素 [J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 2014,27(1):43-50.

[31] 王東啟,陳振樓,王 軍,等.夏季長江口潮間帶CH4, CO2和N2O通量特征 [J]. 地球化學(xué), 2007,36(1):78-88.

[32] 張永勛,曾從盛,黃佳芳,等.人為干擾對閩江河口短葉茳芏濕地N2O排放的影響[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2013,33(1):138-146.

[33] Silvennoinen H, Liikanen A, Torssonen J, et al. Denitrification and nitrous oxide effluxes in boreal, eutrophic river sediments under increasing nitrate load: A laboratory microcosm study [J]. Biogeochemistry, 2008,91(2/3):105-116.

[34] Marton J M, Herbert E R, Craft C B. Effects on salinity on denitrification and greenhouse gas production from laboratory- incubated tidal forest soils [J]. Wetlands, 2012,32(2):347-357.

[35] Krauss K W, Whitbeck J L. Soil greenhouse gas fluxes during wetland forest retreat along the lower Savannah River, Georgia (USA) [J]. Wetlands, 2012,32(1):73-81.

[36] 李 勇,劉 敏,陸 敏,等.崇明東灘蘆葦濕地氧化亞氮排放 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2010,30(12):2526-2534.

[37] 李香華,徐 華,蔡祖聰.水分管理影響稻田氧化亞氮排放研究進(jìn)展 [J]. 土壤, 2009,41(1):1-7.

[38] Peri P L, Ladd B, Pepper D A, et al. Carbon (δ13C) and nitrogen (δ15N) stable isotope composition in plant and soil in Southern Patagonia’s native forests [J]. Global Change Biology, 2012,18(1): 311-321.

[39] Rosamond M S, Thuss S J, Schiff S L, et al. Dependence of riverine nitrous oxide emissions on dissolved oxygen levels [J]. Nature geoscience, 2012,5:715-718.

[40] Liu X L, Liu C Q, Li S L, et al. Spatiotemporal variations of nitrous oxide (N2O) emissions from two reservoirs in SW China [J]. Atmospheric Environment, 2011,45(31):5458-5468.

[41] Venkiteswaran J J, Rosamond M S, Schiff S L. Nonlinear response of riverine N2O fluxes to oxygen and temperature [J]. Environment Science and Technology, 2014,48(3):1566-1573.

[42] Prendeza M, Lara-Gonzalezb S. Application of strategies for sanitation management in wastewater treatment plants in order to control/ reduce greenhouse gas emissions [J]. Environmental Management, 2008,88(4):658-664.

[43] 尚會來,彭永臻,張靜榮,等.鹽度對污水硝化過程中N2O產(chǎn)量的影響 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2009,30(4):1079-1083.

[44] 楊 平,仝 川,何清華,等.閩江口魚蝦混養(yǎng)塘水-氣界面溫室氣體通量及主要影響因子 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2013,33(5):1493- 1503.

[45] Usui T, Koike I, Ogura N. N2O production, nitrification and denitrification in an estuarine sediment [J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2001,52(6):769-781.

[46] Kenny C, Yamulki S, Blackwell M, et al. The release of nitrous oxide from the intertidal zones of two European estuaries in response to increased ammonium and nitrate loading [J]. Water, Air, and Soil Pollution: Focus, 2004,4(6):61-66.

[47] Bauza J F, Morell J M, Corredor J E. Biogeochemistry of nitrous oxide producton in the red mangrove () forest sediments [J]. Estuarine Coastal and Shelf Science, 2002,55:697- 704.

[48] Alongi D M, Pfitzner J, Trott L A, et al. Rapid sediment accumulation and microbial mineralization in forests of the mangrove Kandelia candel in the Jiulongjiang Estuary, China [J]. Estuarine Coast Shelf Science, 2005,63:605-618.

[49] Hemond H F, Duran A P. Fluxes of N2O at the sediment-water and water-atmosphere boundaries of a nitrogen-rich river [J]. Water Resources Research, 1989,25(5):839-846.

[50] 程炳紅,郝慶菊,江長勝.水庫溫室氣體排放及其影響因素研究進(jìn)展[J]. 濕地科學(xué), 2012,10(1):121-128.

[51] Lima I, Victoria R, Novo E, et al. Methane, carbon dioxide and nitrous oxide emission from two Amazonian reservoirs during high water table [J]. International Association of Theoretical and Applied Limnology, 2002,28(1):438-442.

[52] Trembaly A, Varfalvy L, Roehm C, et al. Greenhouse gas emissions-fluxes and processes [M]. 2004.

[53] 李香華.太湖水-氣界面溫室氣體通量及時空變化特征研究 [D]. 南京:河海大學(xué), 2005.

[54] 王 亮,王春雨,段玉杰.三峽水庫香溪河庫灣水-氣界面N2O通量特征 [J]. 三峽大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版), 2012,34(1):14-18.

[55] 宋紅麗.圍填?；顒訉S河三角洲濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)類型變化和碳匯功能的影響 [D]. 北京:中國科學(xué)院大學(xué), 2015.

[56] Yang P, He Q H, Huang J F, et al. Fluxes of greenhouse gases at two different aquaculture ponds in the coastal zone of southeast China [J]. Atmospheric Environment, 2015,115:269-277.

Comparison of N2O flux following brackishmarsh conversion to shrimp pond in the Min River estuary.

TAN Li-shan1, YANG Ping1,2*, XU Kang1, CHEN Kun-long1, HUANG Jia-fang1,2,3, TONGChuan1,2,3*

(1.School of Geographical Sciences, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China；2.Key Laboratory of Humid Sub-tropical Eco-geographical Process, Ministry of Education, Fuzhou 350007, China；3.Research Centre of Wetlands in Subtropical Region, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China)., 2017,37(10)：3929~3939

Temporalvariations of the N2O flux from themarsh ecosystem and at the water-air interface of the shrimp pond converted frommarsh were determined using static chamber and floating chamber technique from May 2016 to November 2016 in the Shanyutan Wetland of the Min River estuary, Southeast China. The pore water chemical parameters in themarsh and the water column physical, chemical parameters of the shrimp pond were measured simultaneously. N2O flux from themarsh and at the water-air interface of the shrimp pond ranged from -113.11 to 206.57μg/(m2·h)and from -2.27 to 143.25μg/(m2·h), respectively, with the average values of (38.35±24.44)μg/(m2·h)and (46.44±15.93)μg/(m2·h), respectively.Bothmarsh and shrimp pond functioned as a source of atmosphere N2O. The N2O flux from themarsh was significant positive correlated with salinity and nutrient content of pore water, and the N2O flux at the water-air interface of the shrimp pond was significant positive correlated with water depth, salinity and nutrient content of water column.

N2O flux；tidal marsh；shrimp pond；land-use changes；Min River estuary

X171.1

A

1000-6923(2017)10-3929-11

譚立山(1992-),男,廣東惠州人,福建師范大學(xué)碩士研究生, 主要從事濕地生態(tài)研究.發(fā)表論文1篇.

2017-03-16

國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(41671088);國家科技基礎(chǔ)性工作專項(xiàng)課題(2013FY111805);福建省基本科研專項(xiàng)重點(diǎn)項(xiàng)目(2014R1034-1);福建師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院研究生科研創(chuàng)新項(xiàng)目(GY201601)

* 責(zé)任作者, 仝 川, 教授, tongch@finu.edu.cn; 楊 平, 研究助理, yangping 528@sian.cn