林来昌,林燕臻,李家兵,3*
(1.福建师范大学 环境科学与工程学院,福建 福州 350007; 2.福建省污染控制与资源循环利用重点实验室(福建师范大学),福建 福州 350007; 3.数字福建环境监测物联网实验室,福建师范大学,福建 福州 350117)
闽江河口湿地是福建最大的天然潮滩湿地,区域内的植被主要土著植被为芦苇和短叶茳芏,入侵物种是互花米草.互花米草为禾本科米草属,原产于大西洋西海岸和墨西哥湾,20世纪末时出于保滩护岸、改良沉积等目的,人工引种到福建罗源湾.由于福建海岸线曲折,滩涂分布广,适合互花米草的生长,使得互花米草与土著滩涂植物相比具有较大的竞争优势[1-4].
目前,对互花米草的研究主要集中在互花米草对沉积物生态系统、沉积物有机碳组成及其结构、沉积物氮碳分布特征、甲烷通量及甲烷与二氧化碳的通量等研究[5-9],关于互花米草不同入侵时间下对沉积物硝化-反硝化作用报道较少.氮是湿地生态系统中最重要的组成成分和生态因子,对湿地初级生产力具有很大影响[10-11].硝化与反硝化作用是天然湿地中重要的氮素迁移转化方式,硝化将铵根离子生物氧化为硝酸根,再通过反硝化将硝酸盐形态的氮通过一系列中间产物还原为氮气.反硝化过程是活性氮转化成惰性氮的重要途径,对消除河口湿地中人为排放的活性氮、保持湿地生态系统的氮平衡起到重要作用.相关研究表明,对于全球来说,输入河口大约50%的总氮可以通过反硝化作用去除[12].本研究以闽江口鳝鱼滩互花米草湿地沉积物为对象,探讨不同时间序列下互花米草入侵对沉积物硝化-反硝化速率的影响,旨在为湿地沉积物中氮素的转换规律及其管理提供一定的科学依据.
采样区域处于福建闽江河口鳝鱼滩湿地(119°34′12″~119°40' 40″E,26°00′36″~26°03′42″N,约3 120 hm2),是闽江河口区面积最大的河口半咸水沼泽湿地[13].区内气候暖热湿润,多年平均气温为19.6 ℃[14].近些年来,鳝鱼滩中西部形成大面积互花米草入侵的斑块,互花米草呈现自东向西方向入侵,即从河口向上游方向逐步入侵.
为了研究互花米草入侵时间序列下湿地硝化-反硝化作用,并最大限度地减少盐度、氧化还原电位和潮汐淹没频率等环境异质性,在互花米草入侵方向上选择海拔相同的邻近地区且与大坝平行的4个采样点位,分别为1#(16~20 a)、2#(12~16 a)、3#(8~12 a)和4#(4~8 a)(图1).在每个采样点位使用长80 cm、内径10 cm的柱状采样器采集沉积物样品,每个研究点选择3个重复点位,共采集12个深度0~10 cm的柱状样品并装入自封袋密封,放入采集箱分别保存并带回实验室.在实验室中将各表层沉积物自然风干,研磨并使其通过20目筛.
图1 闽江河口鳝鱼滩湿地采样点示意图Fig.1 Schematic diagram of sampling points of eel beach wetland in Min River Estuary
图2 沉积物硝化速率培养流程Fig.2 Culture process of sediment nitrification rate
图3 沉积物反硝化速率培养流程Fig.3 Culture process of sediment denitrification rate
1.2.3 沉积物硝化-反硝化速率计算 沉积物硝化-反硝化速率计算公式为:
其中:VD为硝化速率(mg/(kgd)中的n表示第n天时的含量中的0为第0天时的含量(mg/kg);Vf为反硝化速率(mg/(kgd)中的k表示第k天时的含量中的0为第0天时的含量(mg/kg);t为培养时间(d).
采用Excel进行数据处理,利用origin 8.0进行作图,运用SPSS 17.1对不同入侵时间的硝化-反硝化速率进行单因素方差分析(one-way ANONA),采用皮尔逊相关系数分析其影响因素的相关性.
图4 沉积物硝化反应培养中铵态氮含量的变化 图5 沉积物硝化反应培养中硝态氮含量的变化Fig.4 Change of ammonium nitrogen content Fig.5 Changes of nitrate content in in sediment nitrification culture sediment nitrification culture
通过沉积物硝化室内培养,1#~4#点在第7天的硝化速率均为负数.随后1#和4#位的硝化速率总体上随培养时间的增加呈现上升的趋势,在第28天时达到最大值,分别为0.18 mg/(kgd)和0.67±0.034 mg/(kgd).2#和3#点位的硝化速率则呈先上升后下降再上升的规律.可以发现,4#点的沉积物经过实验室培养后第28天的硝化速率与第14天相差0.71 mg/(kgd),其硝化速率增幅远大于其他点位,说明随着互花米草入侵时间增加,其沉积物硝化反应的活性得到了增强(图6).
图6 不同时间序列下沉积物硝化速率 图7 沉积物反硝化培养中铵态氮含量的变化Fig.6 Nitrification rate of sediments under Fig.7 Change of ammonium nitrogen content different time series in sediment denitrification culture
图8 沉积物反硝化培养中硝态氮含量的变化 图9 不同时间序列下沉积物反硝化速率Fig.8 Changes of nitrate content in Fig.9 Sediment denitrification rate sediment denitrification culture under different time series
互花米草入侵后沉积物的反硝化速率随着入侵年限的延长呈先减慢后增快的规律(图9),表现为1#>4#>2#>3#.在实验培养内,10 d时反硝化速率随着入侵年限的延长呈减慢的趋势,即4#>3#>2#>1#;17 d时反硝化速率随着入侵年限的延长呈先减慢后增快的趋势,即4#>1#>3#>2#;25 d时反硝化速率随着入侵年限的延长呈先减慢后增快的趋势,即1#>4#>2#>3#.
具体来看,4个点的反硝化速率均随着培养时间的增加而增加,在25 d时达到最高值,分别为(3.24±0.162)、(-1.76±-0.088)、(-4.20±-0.210)、(-1.60±-0.080) mg/(kgd).其中,1#点中25 d的反硝化速率与10 d相差23.68 mg/(kgd),与17 d相差11.55 mg/(kgd);2#点中25 d的反硝化速率与10 d相差16.81 mg/(kgd),与17 d相差9.60 mg/(kgd);3#点中25 d的反硝化速率与10 d相差7.24 mg/(kgd),与17 d相差5.51 mg/(kgd);4#点中25 d的反硝化速率与10 d相差8.35 mg/(kgd),与17 d相差5.19 mg/(kgd).
表1 入侵不同年限沉积物理化性质与硝化-反硝化速率的Person相关性分析Tab.1 Person correlation analysis between physicochemical properties and nitrification-denitrification rates in sediments invaded by different ages
闽江口互花米草入侵后沉积物的硝化速率随着时间的延长呈先减慢后增快的规律,1#~4#点的硝化速率分别为(-0.016~0.182)、(-0.015~0.068)、(-0.006~0.049)、(-0.212~0.671) mg/(kgd),变化规律为4#>1#>3#>2#.互花米草入侵硝化作用与生物量有关,由于互花米草具有广盐性、繁殖能力强等自适应能力,生物量增加很快.王纯杰[15]研究发现植物生物量与硝化速率强度呈显著正相关;张林海等[16]研究发现互花米草的总生物量随着入侵时间的延长而增加;Barford等[17]研究表明植物硝化作用一般随着植物生长而增加,且入侵年限越久互花米草越成熟,则硝化速率越强.互花米草入侵同时也会改变沉积物的理化性质,从而间接影响其硝化作用.金宝石等[18]研究表明互花米草入侵年限越长C/N的值越高,且通过相关性分析发现硝化速率与C/N呈极显著正相关关系(P<0.01).但本研究硝化速率具体表现为4#>1#>3#>2#,这与袁巧霞等[19]所得结论不符,有可能是因为其中的2#点与3#点时发生了刈割等人为活动,使互花米草的生物量减少,从而导致2#、3#点硝化速率骤降.
闽江口互花米草反硝化速率也是随着入侵年限的延长呈先减慢后增快的规律,即1#~4#点的反硝化速率分别为(-20.45~3.24)、(-18.57~-1.76)、(-11.45~-4.20)、(-9.95~-1.60) mg/(kgd),总体变化趋势为1#>4#>2#>3#.反硝化速率主要是通过互花米草入侵间接影响了沉积物的理化性质从而发生变化.研究表明,互花米草入侵年限越长,沉积物平均粒径逐渐变小,沉积物粘粒增加和沉积物粘粒与有机质呈正相关,互花米草入侵年限越长,沉积物有机质增加[20].高含量的有机质可以使沉积物反硝化作用保持在较高效率[21],不同时间序列下互花米草入侵的反硝化作用应随着时间的延长而增快.其次在一定范围内,反硝化速率随温度的升高而增快[22],互花米草大量的生长,透风性差,温度较未入侵前有所上升.此外,含水率同样也影响着反硝化作用,采样时突发降雨,从而使得4#号的含水率比其他3点都多.Ryden研究结果表明降雨后田间沉积物的反硝化速率增大[23].相关性分析本研究反硝化速率与呈显著负相关,这与王玉萍[24]所研究得出来的结果即反硝化速率随着浓度的减少而降低不一致,有可能是因为闽江口湿地互花米草的浓度过高而从抑制了反硝化速率[25].
通过表2比较发现,本研究区域沉积物的硝化-反硝化速率与其他区域沉积物有所差异.这是由多方面因素决定的,其中闽江口沉积物硝化速率均比黄河口、珠江口沉积物的硝化速率强,这可能由于闽江口的纬度较低,气候温度较高,且研究区域的植物物种主要为互花米草.闽江口沉积物硝化速率低于辽河口湿地沉积物,很有可能是因为辽河口湿地主要是淡水、盐水相互浸淹的区域,其区域植物喜湿耐盐,且当地氮源较闽江口湿地丰富有助于微生物生长,芦苇植株生物量大微生物数量相对较多,其沉积物的硝化作也相对较强.闽江口沉积物反硝化速率均低于崇明东滩、辽宁河口和珠江河口沉积物,有可能是因为闽江口采样点中有人为活动等行为.此外有研究表明,崇明东滩湿地存在高丰度和多样性的固氮微生物在互花米草根际,充分利用降解有机物,促进了土壤中氮养分循环[27],且互花米草群落硝态氮含量较高,这可能是导致其反硝化速率较高的原因[28].
表2 不同区域沉积物的硝化-反硝化速率的对比Tab.2 Comparison of nitrification-denitrification rates in sediments from different regions
(1)互花米草入侵的硝化速率随年限延长呈先下降后上升的规律,其中4#>1#>3#>2#.
(2)互花米草入侵的反硝化速率随入侵年限延长呈先下降后上升的规律,其中1#>4#>2#>3#.
(4)闽江口湿地沉积物硝化速率均比黄河口、珠江口沉积物的硝化速率强,低于辽河口湿地沉积物;闽江口湿地沉积物反硝化速率均低于崇明东滩、辽宁河口和珠江河口沉积物.