閩江口互花米草入侵年限對沉積物的硝化-反硝化影響

林來昌，林燕臻，李家兵,3*

(1.福建師范大學 環(huán)境科學與工程學院，福建 福州 350007； 2.福建省污染控制與資源循環(huán)利用重點實驗室(福建師范大學)，福建 福州 350007； 3.數(shù)字福建環(huán)境監(jiān)測物聯(lián)網(wǎng)實驗室，福建師范大學，福建 福州 350117)

閩江河口濕地是福建最大的天然潮灘濕地，區(qū)域內的植被主要土著植被為蘆葦和短葉茳芏，入侵物種是互花米草.互花米草為禾本科米草屬，原產于大西洋西海岸和墨西哥灣，20世紀末時出于保灘護岸、改良沉積等目的，人工引種到福建羅源灣.由于福建海岸線曲折，灘涂分布廣，適合互花米草的生長，使得互花米草與土著灘涂植物相比具有較大的競爭優(yōu)勢[1-4].

目前，對互花米草的研究主要集中在互花米草對沉積物生態(tài)系統(tǒng)、沉積物有機碳組成及其結構、沉積物氮碳分布特征、甲烷通量及甲烷與二氧化碳的通量等研究[5-9]，關于互花米草不同入侵時間下對沉積物硝化-反硝化作用報道較少.氮是濕地生態(tài)系統(tǒng)中最重要的組成成分和生態(tài)因子，對濕地初級生產力具有很大影響[10-11].硝化與反硝化作用是天然濕地中重要的氮素遷移轉化方式，硝化將銨根離子生物氧化為硝酸根，再通過反硝化將硝酸鹽形態(tài)的氮通過一系列中間產物還原為氮氣.反硝化過程是活性氮轉化成惰性氮的重要途徑,對消除河口濕地中人為排放的活性氮、保持濕地生態(tài)系統(tǒng)的氮平衡起到重要作用.相關研究表明，對于全球來說，輸入河口大約50%的總氮可以通過反硝化作用去除[12].本研究以閩江口鱔魚灘互花米草濕地沉積物為對象，探討不同時間序列下互花米草入侵對沉積物硝化-反硝化速率的影響，旨在為濕地沉積物中氮素的轉換規(guī)律及其管理提供一定的科學依據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域與采樣概況

采樣區(qū)域處于福建閩江河口鱔魚灘濕地(119°34′12″～119°40' 40″E，26°00′36″～26°03′42″N，約3 120 hm2)，是閩江河口區(qū)面積最大的河口半咸水沼澤濕地[13].區(qū)內氣候暖熱濕潤，多年平均氣溫為19.6 ℃[14].近些年來，鱔魚灘中西部形成大面積互花米草入侵的斑塊，互花米草呈現(xiàn)自東向西方向入侵，即從河口向上游方向逐步入侵.

為了研究互花米草入侵時間序列下濕地硝化-反硝化作用，并最大限度地減少鹽度、氧化還原電位和潮汐淹沒頻率等環(huán)境異質性，在互花米草入侵方向上選擇海拔相同的鄰近地區(qū)且與大壩平行的4個采樣點位，分別為1#(16～20 a)、2#(12～16 a)、3#(8～12 a)和4#(4～8 a)(圖1).在每個采樣點位使用長80 cm、內徑10 cm的柱狀采樣器采集沉積物樣品，每個研究點選擇3個重復點位，共采集12個深度0～10 cm的柱狀樣品并裝入自封袋密封，放入采集箱分別保存并帶回實驗室.在實驗室中將各表層沉積物自然風干，研磨并使其通過20目篩.

圖1 閩江河口鱔魚灘濕地采樣點示意圖Fig.1 Schematic diagram of sampling points of eel beach wetland in Min River Estuary

1.2 沉積物硝化-反硝化速率培養(yǎng)實驗

圖2 沉積物硝化速率培養(yǎng)流程Fig.2 Culture process of sediment nitrification rate

圖3 沉積物反硝化速率培養(yǎng)流程Fig.3 Culture process of sediment denitrification rate

1.2.3 沉積物硝化-反硝化速率計算 沉積物硝化-反硝化速率計算公式為：

其中：VD為硝化速率(mg/(kgd)中的n表示第n天時的含量中的0為第0天時的含量(mg/kg)；Vf為反硝化速率(mg/(kgd)中的k表示第k天時的含量中的0為第0天時的含量(mg/kg)；t為培養(yǎng)時間(d).

1.3 樣品分析

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

采用Excel進行數(shù)據(jù)處理，利用origin 8.0進行作圖，運用SPSS 17.1對不同入侵時間的硝化-反硝化速率進行單因素方差分析(one-way ANONA)，采用皮爾遜相關系數(shù)分析其影響因素的相關性.

2 結果與分析

2.1 不同培養(yǎng)時間下沉積物硝化過程中與含量的變化

圖4 沉積物硝化反應培養(yǎng)中銨態(tài)氮含量的變化 圖5 沉積物硝化反應培養(yǎng)中硝態(tài)氮含量的變化Fig.4 Change of ammonium nitrogen content Fig.5 Changes of nitrate content in in sediment nitrification culture sediment nitrification culture

2.2 不同入侵時間序列下沉積物硝化速

通過沉積物硝化室內培養(yǎng)，1#～4#點在第7天的硝化速率均為負數(shù).隨后1#和4#位的硝化速率總體上隨培養(yǎng)時間的增加呈現(xiàn)上升的趨勢，在第28天時達到最大值，分別為0.18 mg/(kgd)和0.67±0.034 mg/(kgd).2#和3#點位的硝化速率則呈先上升后下降再上升的規(guī)律.可以發(fā)現(xiàn)，4#點的沉積物經(jīng)過實驗室培養(yǎng)后第28天的硝化速率與第14天相差0.71 mg/(kgd)，其硝化速率增幅遠大于其他點位，說明隨著互花米草入侵時間增加，其沉積物硝化反應的活性得到了增強(圖6).

圖6 不同時間序列下沉積物硝化速率 圖7 沉積物反硝化培養(yǎng)中銨態(tài)氮含量的變化Fig.6 Nitrification rate of sediments under Fig.7 Change of ammonium nitrogen content different time series in sediment denitrification culture

2.3 沉積物反硝化反應中與含量的變化

圖8 沉積物反硝化培養(yǎng)中硝態(tài)氮含量的變化 圖9 不同時間序列下沉積物反硝化速率Fig.8 Changes of nitrate content in Fig.9 Sediment denitrification rate sediment denitrification culture under different time series

2.4 入侵不同序列下沉積物反硝化速率

互花米草入侵后沉積物的反硝化速率隨著入侵年限的延長呈先減慢后增快的規(guī)律(圖9)，表現(xiàn)為1#>4#>2#>3#.在實驗培養(yǎng)內，10 d時反硝化速率隨著入侵年限的延長呈減慢的趨勢，即4#>3#>2#>1#；17 d時反硝化速率隨著入侵年限的延長呈先減慢后增快的趨勢，即4#>1#>3#>2#；25 d時反硝化速率隨著入侵年限的延長呈先減慢后增快的趨勢，即1#>4#>2#>3#.

具體來看，4個點的反硝化速率均隨著培養(yǎng)時間的增加而增加，在25 d時達到最高值，分別為(3.24±0.162)、(-1.76±-0.088)、(-4.20±-0.210)、(-1.60±-0.080) mg/(kgd).其中，1#點中25 d的反硝化速率與10 d相差23.68 mg/(kgd)，與17 d相差11.55 mg/(kgd)；2#點中25 d的反硝化速率與10 d相差16.81 mg/(kgd)，與17 d相差9.60 mg/(kgd)；3#點中25 d的反硝化速率與10 d相差7.24 mg/(kgd)，與17 d相差5.51 mg/(kgd)；4#點中25 d的反硝化速率與10 d相差8.35 mg/(kgd)，與17 d相差5.19 mg/(kgd).

2.5 沉積物理化性質對硝化-反硝化速率的影響

表1 入侵不同年限沉積物理化性質與硝化-反硝化速率的Person相關性分析Tab.1 Person correlation analysis between physicochemical properties and nitrification-denitrification rates in sediments invaded by different ages

3 討論

閩江口互花米草入侵后沉積物的硝化速率隨著時間的延長呈先減慢后增快的規(guī)律，1#～4#點的硝化速率分別為(-0.016～0.182)、(-0.015～0.068)、(-0.006～0.049)、(-0.212～0.671) mg/(kgd)，變化規(guī)律為4#>1#>3#>2#.互花米草入侵硝化作用與生物量有關，由于互花米草具有廣鹽性、繁殖能力強等自適應能力，生物量增加很快.王純杰[15]研究發(fā)現(xiàn)植物生物量與硝化速率強度呈顯著正相關；張林海等[16]研究發(fā)現(xiàn)互花米草的總生物量隨著入侵時間的延長而增加；Barford等[17]研究表明植物硝化作用一般隨著植物生長而增加，且入侵年限越久互花米草越成熟，則硝化速率越強.互花米草入侵同時也會改變沉積物的理化性質，從而間接影響其硝化作用.金寶石等[18]研究表明互花米草入侵年限越長C/N的值越高，且通過相關性分析發(fā)現(xiàn)硝化速率與C/N呈極顯著正相關關系(P<0.01).但本研究硝化速率具體表現(xiàn)為4#>1#>3#>2#，這與袁巧霞等[19]所得結論不符，有可能是因為其中的2#點與3#點時發(fā)生了刈割等人為活動，使互花米草的生物量減少，從而導致2#、3#點硝化速率驟降.

閩江口互花米草反硝化速率也是隨著入侵年限的延長呈先減慢后增快的規(guī)律，即1#～4#點的反硝化速率分別為(-20.45～3.24)、(-18.57～-1.76)、(-11.45～-4.20)、(-9.95～-1.60) mg/(kgd)，總體變化趨勢為1#>4#>2#>3#.反硝化速率主要是通過互花米草入侵間接影響了沉積物的理化性質從而發(fā)生變化.研究表明，互花米草入侵年限越長，沉積物平均粒徑逐漸變小，沉積物粘粒增加和沉積物粘粒與有機質呈正相關，互花米草入侵年限越長，沉積物有機質增加[20].高含量的有機質可以使沉積物反硝化作用保持在較高效率[21]，不同時間序列下互花米草入侵的反硝化作用應隨著時間的延長而增快.其次在一定范圍內，反硝化速率隨溫度的升高而增快[22]，互花米草大量的生長，透風性差，溫度較未入侵前有所上升.此外，含水率同樣也影響著反硝化作用，采樣時突發(fā)降雨，從而使得4#號的含水率比其他3點都多.Ryden研究結果表明降雨后田間沉積物的反硝化速率增大[23].相關性分析本研究反硝化速率與呈顯著負相關，這與王玉萍[24]所研究得出來的結果即反硝化速率隨著濃度的減少而降低不一致，有可能是因為閩江口濕地互花米草的濃度過高而從抑制了反硝化速率[25].

通過表2比較發(fā)現(xiàn)，本研究區(qū)域沉積物的硝化-反硝化速率與其他區(qū)域沉積物有所差異.這是由多方面因素決定的，其中閩江口沉積物硝化速率均比黃河口、珠江口沉積物的硝化速率強，這可能由于閩江口的緯度較低，氣候溫度較高，且研究區(qū)域的植物物種主要為互花米草.閩江口沉積物硝化速率低于遼河口濕地沉積物，很有可能是因為遼河口濕地主要是淡水、鹽水相互浸淹的區(qū)域，其區(qū)域植物喜濕耐鹽，且當?shù)氐摧^閩江口濕地豐富有助于微生物生長，蘆葦植株生物量大微生物數(shù)量相對較多，其沉積物的硝化作也相對較強.閩江口沉積物反硝化速率均低于崇明東灘、遼寧河口和珠江河口沉積物，有可能是因為閩江口采樣點中有人為活動等行為.此外有研究表明，崇明東灘濕地存在高豐度和多樣性的固氮微生物在互花米草根際,充分利用降解有機物，促進了土壤中氮養(yǎng)分循環(huán)[27],且互花米草群落硝態(tài)氮含量較高，這可能是導致其反硝化速率較高的原因[28].

表2 不同區(qū)域沉積物的硝化-反硝化速率的對比Tab.2 Comparison of nitrification-denitrification rates in sediments from different regions

4 結論

(1)互花米草入侵的硝化速率隨年限延長呈先下降后上升的規(guī)律，其中4#>1#>3#>2#.

(2)互花米草入侵的反硝化速率隨入侵年限延長呈先下降后上升的規(guī)律，其中1#>4#>2#>3#.

(4)閩江口濕地沉積物硝化速率均比黃河口、珠江口沉積物的硝化速率強，低于遼河口濕地沉積物；閩江口濕地沉積物反硝化速率均低于崇明東灘、遼寧河口和珠江河口沉積物.