2019, Vol. 40
2. 福建师范大学地理科学学院, 福州 350007;
3. 福建师范大学湿润亚热带生态地理过程教育部重点实验室, 福州 350007;
4. 国家林业和草原局闽江河口湿地生态系统国家定位观测研究站, 福州 350007
, HUANG Jia-fang1,2,3,4 , LUO Min1,2,3,4
, LIU Yu-xiu1,2,3,4 , TAN Ji1,3 , ZHU Ai-ju1,3 , WANG Sheng-yu3 , TONG Chuan1,2,3,4
2. School of Geographical Sciences, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China;
3. Key Laboratory for Humid Subtropical Eco-geographical Processes of the Ministry of Education, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China;
4. Wetland Ecosystem Research Station of Minjiang Estuary, State Forestry and Grassland Administration, Fuzhou 350007, China
政府间气候变化专门委员会(IPCC)第五次评估报告表明：目前全球海平面的上升速率为1.7~3.1 mm·a-1, 至2100年即使全球温室气体减排强度达到最大, 海平面仍将上升0.26~0.55 m[1, 2].河口潮汐湿地位于海陆交界处, 对海平面上升极为敏感.一方面, 河口潮汐湿地是全球重要的“蓝碳”碳汇, 碳封存速率达到(281±24) g·(m2·a)-1[3].另一方面, 河口潮汐湿地也向大气中排放大量的CO2和CH4[4, 5], 是重要的天然温室气体排放源.
近年来, 海平面上升引起河口沼泽湿地淹水高度和频率增加, 导致河口沼泽湿地CO2和CH4排放通量的变化, 受到学界的普遍关注[6~11]. Wang等[12]在美国马萨诸塞州鲱鱼河口盐沼湿地的研究发现, 水位升高22 cm, CO2排放通量降低13 μmol·(m2·h)-1. Chambers等[13]在美国佛罗里达沿海河口红树林湿地的研究发现, 当水位升高5~13 cm, CO2排放通量降低35%~37%, CH4排放通量增加41%. Van等[14]在荷兰北部盐沼湿地研究发现, 淹水增加对CO2排放通量并没有显著影响.以上针对盐沼或红树林湿地的研究发现, 淹水增加促进土壤CH4排放通量增加, 降低或者并不显著改变CO2排放通量.但在盐沼或滨海红树林湿地, 土壤盐度通常较高(盐度一般大于10‰), 有机碳矿化的主要途径是硫酸盐还原(32%~95%), 产甲烷过程对有机碳矿化的贡献相对较少(< 5%)[15, 16].对于河口低盐湿地, 尤其是盐度小于5‰的河口淡水湿地, 产甲烷过程对有机碳矿化贡献率较高(21%~98%)[16].在此状况下, 淹水增加对于土壤CO2和CH4排放通量的影响程度和机制应与盐沼湿地和红树林湿地有所区别.
闽江河口是我国亚热带地区具代表性的开放式河口, 闽江河口附近海平面将以2.8~3.1 mm·a-1的速度继续上升, 未来50 a和100 a时间, 受海平面上升影响, 闽江河口区上段、中段遍布的淡水潮汐沼泽湿地淹水高度与频率将大幅上升.海平面上升幅度将达15 cm和30 cm, 淹水面积将增加0.6~1.5万hm2[17].淹水对闽江河口淡水潮汐湿地CO2和CH4排放通量变化的影响目前尚无定论.过去的研究表明, 闽江河口潮汐湿地土壤孔隙水主要地球化学指标与CO2和CH4的产生, 以及CH4的氧化联系紧密, 并进而影响CO2和CH4排放通量.胡敏杰等[18]在闽江河口鳝鱼滩湿地的研究发现, CO2和CH4排放通量与孔隙水DOC和NH4+为正相关关系.任鹏[19]在闽江河口黄石淡水湿地的研究发现, CH4排放通量与孔隙水NO3-呈显著负相关, 而与孔隙水DOC呈显著正相关.因此, 淹水增加也可通过调节土壤孔隙水组分的浓度, 调节河口潮汐湿地CO2和CH4排放通量.鉴于此, 本文利用中型实验生态系(mesocosm)与模拟潮汐池装置, 选取闽江河口塔礁洲淡水湿地土壤(盐度为0.1‰±0.0 ‰)作为研究对象, 分析淹水高度增加15 cm和30 cm对CO2和CH4排放通量和孔隙水地球化学特征的影响, 以期明晰未来50~100 a海平面上升情况下闽江河口淡水潮汐湿地温室气体排放和碳损失的变化规律.
1 材料与方法 1.1 研究区概况闽江河口湿地地处中亚热带与南亚热带过渡区, 属亚热带海洋性季风气候, 年平均气温19.7℃, 年平均降水量为1 200~1 740 mm[20~21], 内有大量河口潮汐沼泽湿地分布.塔礁洲湿地(25°56′56″~25°57′36″ N, 119°19′55″~119°22′45″ E)是闽江河口区上段的淡水潮汐沼泽湿地, 位于闽侯县祥谦镇西北部, 面积为8.72 km2, 优势植被类型为短叶茳芏群落(Cyperus malaccensis).潮汐类型为典型半日浅潮, 每次涨潮平均淹水时间为3.5~4.0 h, 土壤为粉砂质壤土(黏粒为9.85%~12.02%, 粉粒为46.00%~52.75%, 砂粒为36.36%~42.87%), 土壤有机碳含量均值为(19.7±0.7)g·kg-1.
1.2 实验装置模拟潮汐池系统参考Hanson等的设计[22], 该系统由潮汐池、储水桶、水泵(进水与出水各1个用于模拟涨潮与落潮)和水位定时控制器等部分组成, 分别通过2个水泵和进出水管连接储水桶和潮汐池, 两个水泵各自连接独立的水位定时控制器, 并与电源连接, 用于模拟潮汐涨落.中型生态系装置由内径90 cm, 高100 cm潮汐池和一个内径100 cm, 高110 cm的储水池以及配套的水位控制装置组成(图 1).
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图 1 模拟潮汐池与中型生态系 Fig. 1 Illustration of stimulated tide pool and mesocosm |
本实验以中型生态系(mesocosm)和模拟潮汐池控制水位高度.土壤采样点的野外原位最高潮水水位约为50 cm.根据我国东海闽江河口附近海平面上升速率(2.8~3.1 mm·a-1)[17], 取平均上升速率3.0 mm·a-1计算, 未来50 a和100 a闽江河口附近海平面平均最高潮水水位将分别上升15 cm和30 cm.据此, 将对照(CK)(高柱中型实验生态系, 最高1排)最高潮水水位设置为50 cm；处理1(CK+15 cm)(中柱中型实验生态系, 中间1排)最高潮水水位设置为65 cm(潮水水位将分别上升15 cm)；处理2(CK+30 cm)(低柱中型实验生态系, 最低1排)最高潮水水位设置为80 cm.土壤采样点的野外原位平均潮水水淹频率为20.8%.本研究根据潮汐池的尺寸调整潮汐池水泵的流速, 保证对照(CK)的潮水水淹频率达到20.8%.在此前提下, 处理1(CK+15 cm)和处理2(CK+30 cm)分别为27.1%和33.3%.潮汐池模拟闽江河口半日潮, 每天2次涨潮, 2次落潮, 利用定时器控制水泵开关.每日00:00打开进水水泵, 02:00打开出水水泵, 04:00关电, 12:00打开进水水泵, 14:00打开出水水泵, 16:00关电, 次日所有时间往后推迟1 h, 按此规律循环.模拟潮水盐度为0.1 ‰(塔礁洲原位盐度), 所用海盐选自闽江河口附近海域的日晒海盐[中化盐业(福建)有限公司]配置而成, 主成分为：Cl-(50.4%)、Na+(28.7%)、SO42-(7.67%)、Mg2+(4.21%)、Ca2+(1.3%)和K+(1.10%).
2017年2月上旬在福建师范大学湿润亚热带生态地理过程教育部重点实验室内布设上述中型生态系和模拟潮汐池. 2月中旬采集闽江河口塔礁洲淡水湿地表层0~50 cm的原位土壤.由于本实验的主要目的是研究不同淹水处理对河口淡水潮汐沼泽湿地孔隙水地球化学特征及CO2和CH4排放通量的影响.为了降低土壤异质性对实验结果的干扰, 野外原位土壤均过2 mm筛, 以剔除土壤中的根系枯落物和其他杂质, 将土壤充分混匀装入PVC管制成的中型生态系中. 3月初采集闽江河口区上段塔礁洲淡水潮汐湿地的短叶茳芏幼苗, 幼苗高度(12 cm)大小保证一致, 洗净幼苗根系的泥土并带回温室大棚内.将短叶茳芏幼苗种植于内径10 cm, 高30 cm的PVC管中, 底部用堵头密封.每个PVC管中均匀种植8株短叶茳芏, 使管内植株密度与塔礁洲野外短叶茳芏密度一致.种植后将PVC管放置在潮汐池中(此时3种处理淹水高度一致), 静置2周后稳定平衡.此后, 按图 1所示的装置图设置不同淹水高度.模拟实验为期1年(2017年4月至2018年3月).潮汐模拟装置每天用水位定时控制器模拟河口正规半日潮潮汐水淹状况(每天水淹2次).潮汐池池水平均3 d更新一次, 夏秋高温季节, 为平衡蒸发损失, 定期给潮汐池补充相应水量.
1.4 气体样品采集和测定气体样品每月采集1次, CO2与CH4排放通量采用静态暗箱-气相色谱法于采样当天上午水泵关点时进行, 静态箱采用亚克力管制作, 其规格与种植植物的PVC管一致, 外径为11 cm, 高为120 cm, 在距其底端40 cm和80 cm处分别设置1个接有密封胶垫的金属采气嘴.顶部设有带橡胶垫圈的通风盖.采样时将静态箱与种植植物的PVC管接头连接并密封, 盖上通风盖, 罩上遮光布, 并用20 mL接有三通阀的塑料注射器在0、15、30和45 min从两个采气嘴同时抽取气样, 并打入铝箔气袋(LB- 301- 0.05, 大连德霖气体包装有限公司)中混匀并保存.由于本实验中采用箱体较多, 箱体较为细长, 箱顶已安装温度计和便携式气象仪, 安装风扇等气体混匀装置比较困难.故本实验在距离采样箱底1/3与2/3箱高处(即40 cm和80 cm)各设置一个采气嘴, 采样时同时从两个采气嘴插入一个带三通阀注射器, 分别抽取20 mL气体打入同一个气袋(共计40 mL)进行混匀.为了测试本实验方法的精度, 笔者将本实验方法与安装风扇混匀装置的方法进行了对比, 结果表明两种方法无显著差异.气体采样期间, 通过固定外接的温度计同步测定静态箱的箱温(SIN-RC- 4, 杭州联测自动化技术有限公司)、采用便携式气象仪(Kestrel- 3500, 美国Kestrel公司)测定气温.
CO2和CH4浓度通过气相色谱仪(GC-2010, 日本岛津公司)测定, 气相色谱仪的载气为N2, 流速为50 mL·min-1；燃气为氢气, 其中, CH4流速为20 mL·min-1；CO2流速为47 mL·min-1, 助燃气为空气, 流速均为400 mL·min-1.检测器为FID(离子火焰化检测器), 利用南京特种气体厂生产的CO2和CH4混合标准气体校正仪器, 其中CO2体积分数为496.9×10-6、955.4×10-6和3 066.9×10-6, CH4体积分数为1.96×10-6、8.25×10-6和98.6×10-6. CO2和CH4排放通量计算见公式(1)[23]：
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(1) |
式中, F为CH4或CO2排放通量[CH4：μmol·(m2·h)-1, CO2：mmol·(m2·h)-1)], V为标准状态下的气体摩尔体积(22.4 L·mol-1), dc/dt为静态箱内CO2或CH4浓度随时间变化率[CO2：μL·(L·h)-1；CH4：nL·(L·h)-1], T为静态箱内温度(℃), H为静态箱内气体部分高度(m), 静态箱内CO2或CH4含量变化率由不同时间段采集的4个气体样品CO2或CH4含量与时间进行线性回归分析得到, 测量的浓度数据只有当r2>0.90时才视为有效数据[24].
1.5 孔隙水主要地球化学指标的浓度值测定将自制的孔隙水采集装置(专利编号：201621472027.1)插入土壤中固定.该孔隙水采集装置能保证抽取孔隙水过程中, 孔隙水中的组分不易被氧化.待气体样品采集后, 取下静态箱, 并取出孔隙水采集装置.用注射器将10 mL孔隙水打入预先抽真空的20 mL顶空瓶, 添加1 μL饱和HgCl溶液保存, 用于溶解性CH4测定.孔隙水NH4+和NO3-测定样品使用0.45 μm微孔滤膜过滤保存, 打入塑料样品瓶, 并用浓盐酸调节至pH < 2保存待测；DOC和DIC测定水样使用玻璃纤维滤膜过滤, 装满棕色玻璃瓶, 打入饱和HgCl溶液保存并用橡胶塞和铝盖密封保存.孔隙水NH4+和NO3-浓度通过流动注射分析仪(SKALAR San+ +, 荷兰SKALAR公司)测定；孔隙水DOC和DIC通过总有机碳分析仪(TOC-VCPH, 日本岛津公司)测定.溶解性CH4的测定将样品用回旋式振荡器在200 r·min-1下振荡30 min, 将水中溶解的CH4气体排出[25], 静置10 min后用带鲁尔锁的10 mL注射器抽取气样并用气相色谱仪(GC- 2010, 日本岛津公司)进行测定分析.溶解性CH4浓度计算见公式(2)[25]：
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(2) |
式中, c为孔隙水中溶解性CH4浓度(μmol·L-1), ch为顶空瓶上部空间CH4浓度(μL·L-1), vh为顶空瓶上部空间体积(mL), vp为顶空瓶中水样的体积(mL), 22.4为气体摩尔体积(L·mol-1), 即在标准状况下(STP, 0℃, 101.33 kPa)1 mol任何理想气体所占的体积都约为22.4 L.
1.6 数理统计分析通过双因素方差分析(Two-way ANOVA)检验不同淹水高度和季节处理对CO2或CH4排放通量的影响, 数据先通过方差齐次性检验, 组间有显著性差异的结果利用Tukey事后检验分析. CO2或CH4排放通量和孔隙水主要地球化学参数间的相关关系利用Pearson相关系数(双尾)进行统计分析, 回归分析利用非线性函数拟合.所有数据的分析显著性水平为P=0.05.图表及文字中的数据均以平均值(mean)±标准差(standard deviation)的形式表示.以上数据的统计分析均在SPSS 22.0软件中进行.
2 结果与分析孔隙水主要地球化学指标的浓度值(溶解性CH4、DIC、DOC、NO3-和NH4+)和CO2、CH4排放通量分别见图 2和3.淹水高度和季节交互影响下温室气体排放通量值及主要地球化学指标参数的双因素方差分析结果见表 1.双因素方差分析后, 利用Tukey事后分析的3种淹水处理下温室气体排放通量和孔隙水主要地球化学指标的浓度值见表 2, 四季温室气体的排放通量和孔隙水主要地球化学指标的浓度值见表 3.
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图 2 闽江河口淡水潮汐湿地各淹水处理下孔隙水主要地球化学指标的浓度时间动态变化 Fig. 2 Temporary dynamics of porewater geochemistries of tidal freshwater wetlands of the Minjiang River Estuary under three inundation treatments |
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图 3 闽江河口淡水潮汐湿地各淹水高度和季节CO2和CH4排放通量时间动态变化 Fig. 3 Temporary dynamics of CO2 and CH4 effluxes of tidal freshwater wetlands of the Minjiang River Estuary under three inundation treatments |
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表 1 淹水高度和季节交互影响下温室气体排放通量值及孔隙水主要地球化学指标参数的双因素方差分析1) Table 1 Effect of tidal inundation and seasonality on greenhouse gas effluxes and porewater geochemistries under three inundation treatments based on two-way ANOVA analysis |
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表 2 闽江河口淡水潮汐湿地3种淹水处理下温室气体排放通量和孔隙水主要地球化学指标的浓度值1) Table 2 Greenhouse gas effluxes and porewater geochemistries under three inundation treatments in freshwater tidal wetlands of the Minjiang River Estuary, Southeast China |
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表 3 闽江河口淡水潮汐湿地3种淹水处理下四季温室气体的排放通量和孔隙水主要地球化学指标的浓度值1) Table 3 Seasonal greenhouse gas effluxes and porewater geochemistries under three inundation treatments in freshwater tidal wetlands of the Minjiang River Estuary, Southeast China |
2.1 孔隙水主要地球化学指标浓度值
溶解性CH4浓度在图 2(a)中从(0.01±0.02)μmol·L-1变化至(2.76±0.58)μmol·L-1.淹水处理对溶解性CH4浓度有显著影响(P < 0.05, 表 1).相较于对照(CK), 处理1(CK+15 cm)中溶解性CH4变化不显著, 但在处理2(CK+30 cm)中溶解性CH4浓度显著提高(表 2).季节变化对溶解性CH4浓度也有显著影响(P < 0.05, 表 1), 总体表现为夏季[(0.45±0.84)μmol·L-1]>秋季[(0.36±0.52)μmol·L-1]>冬季[(0.08±0.10)μmol·L-1]>春季[(0.06±0.10)μmol·L-1](表 3).淹水高度和季节交互作用对溶解性CH4浓度有显著影响(P < 0.05, 表 1).处理1(CK+15 cm)和处理2(CK+30 cm)中溶解性CH4浓度从春季到夏末呈递增趋势, 随后逐步降低, 在冬季降至最低值, 但对照(CK)中溶解性CH4浓度并无明显的季节变化[图 2(a)].
DIC浓度在图 2(b)中从(0.05±0.04)mmol·L-1变化至(7.00±2.92)mmol·L-1.淹水高度增加后, DIC浓度显著降低(P < 0.05, 表 2), 其中, 对照(CK)的DIC浓度[(2.21±2.65)mmol·L-1]高于处理1(CK+15 cm)[(1.50±1.77) mmol·L-1]和处理2(CK+30 cm)[(1.77±1.81)mmol·L-1].季节变化对DIC浓度有显著影响(P < 0.001, 表 1), 其中, DIC浓度在春季(4月)出现峰值, 从春季到夏季呈递减趋势, 6月和7月达到最低, 随后在10月又逐渐回升[图 2(b)].
DOC浓度在图 2(c)中从(0.79±0.15)mmol·L-1变化至(13.26±0.80)mmol·L-1.季节变化对DOC浓度有显著影响(P < 0.001, 表 1), 孔隙水DOC浓度从4月起逐渐上升, 至7、8月达到峰值后, 9月开始逐月降低, 冬季出现最低值[(1.37±0.71)mmol·L-1], 见图 2(c)和表 3.
孔隙水NO3-浓度在图 2(d)从(0.71±3.27)μmol·L-1变化至(83.57±8.57)μmol·L-1.淹水处理对孔隙水NO3-浓度有显著影响(P < 0.001, 表 1), 淹水增加显著降低了孔隙水NO3-浓度.其中, 对照(CK)[(51.79±22.79)μmol·L-1]>处理1(CK+15 cm)[(35.91±23.24)μmol·L-1]>处理2(CK+30 cm)[(10.65±12.74)μmol·L-1](表 2).季节变化对NO3-浓度无显著影响(P >0.05, 表 1).
孔隙水NH4+浓度在图 2(e)变化范围为(5.71±9.90)~(125.71±4.46)μmol·L-1.淹水高度对孔隙水NH4+浓度有显著影响(P < 0.001, 表 1), 但与孔隙水NO3-相反, 淹水高度增加显著增加了孔隙水NH4+浓度, 其中, 处理2(CK+30 cm)[(65.06±30.89)μmol·L-1]显著高于对照(CK)[(47.44±32.72)μmol·L-1]和处理1(CK+15 cm)[(34.43±35.75)μmol·L-1](表 2).季节变化对孔隙水NH4+浓度有显著影响(P < 0.001, 表 1), 夏季[(70.07±38.97)μmol·L-1]显著高于春季[(42.72±37.44)μmol·L-1]、秋季[(39.45±20.76)μmol·L-1]和冬季[(30.47±18.95)μmol·L-1](表 3).
2.2 CO2和CH4排放通量及其综合增温潜势CO2排放通量在图 3(a)中从(12.03±6.13)mmol·(m2·h)-1变化至(64.29±19.30)mmol·(m2·h)-1.双因素方差分析结果表明, 淹水高度和季节变化对CO2排放通量均有显著影响(P < 0.05, 表 1), 淹水高度增加显著降低CO2排放通量, 其中, 对照(CK)[(36.52±3.18)mmol·(m2·h)-1]显著高于处理1(CK+15 cm)[(26.10±2.27)mmol·(m2·h)-1]和处理2(CK+30 cm)[(23.17±1.52)mmol·(m2·h)-1](表 2).季节变化中, 3种处理下CO2排放通量在一年中总体呈从春季到夏季递增的趋势, 在7月或8月达到峰值, 随后逐月递减[图 3(a)], 即夏季[(40.14±2.66)mmol·(m2·h)-1]>春季[(27.82±2.73)mmol·(m2·h)-1]>秋季[(21.35±1.83)mmol·(m2·h)-1]>冬季[(17.53±1.56)mmol·(m2·h)-1].
CH4排放通量在图 3(b)中从(1.24±0.43)μmol·(m2·h)-1变化至(673.34±192.83)μmol·(m2·h)-1. 3种处理全年CH4排放通量呈单峰型曲线, 从春季到夏季逐月递增, 9月达到峰值, 随后逐月递减, 在冬季达到最低[图 3(b)].季节变化对CH4排放通量具有显著影响(P < 0.05, 表 1), 夏季[(168.67±29.91)μmol·(m2·h)-1]和秋季[(110.85±22.21)μmol·(m2·h)-1]显著高于春季[(20.6±5.41)μmol·(m2·h)-1]和冬季[(1.48±0.30)μmol·(m2·h)-1].淹水高度对CH4排放通量具有显著影响(P < 0.05, 表 2), 处理2(CK+30 cm)显著高于处理1(CK+15 cm)和对照(CK).
2.3 3种淹水处理下温室气体排放通量和孔隙水主要地球化学指标的浓度值之间关系3种淹水处理下温室气体的排放通量和孔隙水主要地球化学指标之间的相关性分析结果如表 4所示. CO2和CH4排放通量均与孔隙水DOC浓度呈中度正相关关系. CO2排放通量与NO3-浓度呈弱正相关关系. CH4排放通量与溶解性CH4浓度呈强正相关关系, 与孔隙水NH4+浓度呈中度正相关关系.
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表 4 3种淹水处理下温室气体的排放通量和孔隙水主要地球化学指标的浓度值之间的关系1) Table 4 Relationship between greenhouse gas effluxes and porewater geochemistries of under three inundation treatments in freshwater tidal wetlands of the Minjiang River Estuary, Southeast China |
在各淹水处理下, 土温与CO2和CH4排放通量均呈现以e为底的指数函数回归关系.对照(CK)的CO2和CH4排放通量随着土温变化的幅度最大, 而随着淹水高度的增加, CO2和CH4排放通量随着土温变化的幅度变小, 说明淹水增加显著降低CO2和CH4排放通量温度敏感性(图 4).
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图 4 闽江河口淡水潮汐湿地CH4和CO2排放通量与土温的回归分析 Fig. 4 Relationship between CH4/CO2 effluxes and soil temperature in tidal freshwater wetlands of the Minjiang River Estuary, Southeast China |
本研究结果表明, 闽江河口淡水潮汐湿地孔隙水主要地球化学指标对淹水高度增加极为敏感(图 2).孔隙水DIC和CH4的浓度与土壤有机碳矿化速率联系紧密[26].与前人的研究结果一致, 在本研究中, 当淹水增加后, 淡水潮汐湿地DIC浓度与对照相比呈现降低趋势, 下降幅度为19.6%~31.8%.淹水增加后, 土壤氧化还原电位降低[27], 抑制土壤的有机碳有氧矿化, 从而减少有机碳矿化总速率.因此, DIC的浓度也随之减少, 这可能是处理1(CK+15 cm)和处理2(CK+30 cm)DIC浓度相较于对照(CK)下降的主要原因.另一方面, 淹水增加虽然抑制土壤有机碳有氧矿化, 但却促进沉积物厌氧矿化速率.因此, 处理2(CK+30 cm)DIC浓度虽然显著低于对照(CK), 但却略高于处理1(CK+15 cm).淹水增加后, 孔隙水CH4浓度显著增加(表 2).这是由于淹水造成的厌氧环境可以极大程度增加湿地土壤中产甲烷菌(mcrA)的数量[28], 促进土壤中的产甲烷反应, 增加孔隙水CH4的浓度.
淹水对DOC浓度的影响较为复杂. Chambers等[13]在美国佛罗里达州大沼泽研究发现，当淹水增加8 cm时, DOC浓度增加4.3 mg·L-1. Wang等[12]在美国马萨诸塞州鲱鱼河口盐沼湿地研究却发现淹水增加14 cm, DOC浓度降低5.7 mg·L-1.本研究中, 淹水增加对淡水潮汐湿地DOC的浓度没有显著的影响(表 2).土壤中的DOC浓度取决于DOC输入和输出的平衡.淹水增加一方面抑制河口沼泽植物根系分泌有机碳, 从而降低DOC浓度[29], 另一方面, 淹水增加可促进土壤有机质的淋溶和水解等过程从而促使DOC的浓度增加.此外, DOC还可以作为土壤有机碳矿化的底物, 为土壤中的产甲烷菌和其他厌氧微生物(如铁异化还原菌、硝酸盐异化还原菌等)提供生长代谢所需的能量[30].在本研究中, CO2和CH4排放通量均与DOC浓度具有显著的相关关系(表 4), 说明DOC是土壤有机碳矿化和甲烷产生的重要底物.
孔隙水NO3-和NH4+的浓度受到河口潮汐湿地碳、氮矿化的共同影响[31].在本研究中, 随着淹水深度的增加, 孔隙水NO3-浓度逐渐降低(表 2). NO3-是河口潮汐湿地土壤中重要的终端电子受体之一[32], CO2排放通量与孔隙水NO3-浓度呈正相关关系(表 4), 说明在闽江河口潮汐沼泽湿地土壤中硝酸盐异化还原对有机碳矿化具有重要的贡献.同时, 硝酸盐异化还原也将促进孔隙水中NH4+富集[33].本研究中孔隙水NH4+和CH4排放通量呈正相关关系(表 4).这可能是由于淹水增加使得河口淡水沼泽湿地土壤中孔隙水NH4+富集, 从而提高沼泽植物的初级生产力, 进而促进根系有机质分泌, 激活土壤中产甲烷微生物的活性[34].此外, 也有研究认为孔隙水NH4+的浓度增加是因为淹水增加到一定程度后, 静水压力促进了土壤总NH4+解吸[35].这也能解释为什么淹水增加15 cm后, 孔隙水NH4+的浓度变化不显著, 而增加30 cm后, 孔隙水NH4+的浓度显著增加(表 2).
多数针对盐沼湿地的研究认为, 淹水增加造成的厌氧环境会限制氧气的可利用性和根及土壤微生物的生物活动[12, 36, 37], 从而降低土壤呼吸, 因此导致湿地CO2排放通量降低[36~40].刘凯等[36]对辽河口芦苇盐沼湿地研究发现, 淹水增加34 cm后, CO2排放通量下降65%. Kathilankal等[41]在美国弗吉尼亚州盐沼湿地研究发现, 淹水增加25 cm, CO2的排放通量降低46%.与上述盐沼湿地的研究相比较, 在本研究中淹水增加15 cm和30 cm后, CO2的排放通量分别下降28.53%和36.56%.该结果表明, 在淡水潮汐湿地中, 淹水增加和CO2的排放通量并非线性关系, 在淹水增加的最初时刻, CO2的排放通量下降显著.
与CO2排放通量对淹水增加的响应情况相反, 普遍研究认为淹水高度与频率的增加能够有效降低湿地土壤氧化还原电位, 从而促进湿地土壤甲烷产生, 提高湿地甲烷排放通量.美国佛罗里达州红树林泥炭湿地研究发现模拟水位增加8 cm, CH4排放通量升高了40.74%[42]. Ding等[43]对半咸水互花米草的中型生态系实验发现, 持续水淹高度增加15 cm, CH4排放通量比对照显著提高了37%.在本研究中, 当淹水相对对照(CK)增加15 cm时, CH4排放通量并没有显著变化, 但是淹水增加30 cm时, CH4的排放通量显著增加29.27%.与本研究结果类似, 杭州湾芦苇淡水潮汐湿地的研究发现[44]秋季时水位上升10 cm与20 cm后, CH4排放通量变化不显著, 而当水位上升到40 cm时, CH4排放通量显著提高.以上结果说明在淹水增加的最初状态, 对CH4排放通量的影响有限.
为了更有效地判断, 淹水增加对河口淡水潮汐湿地总体温室气体排放的影响, 本研究计算了3组处理下, 含碳温室气体的综合增温潜势(表 5).随着水位上升15 cm和30 cm, 综合增温潜势相较于对照(CK)显著下降.淹水水位增加15 cm, 即未来海平面持续上升50 a后, 含碳温室气体综合增温潜势下降幅度较大, 将相较于对照下降28%；淹水水位增加30 cm, 即海平面持续上升100 a后, 增温潜势仅仅持续下降7%. 3种处理中, 综合增温潜势均以CO2的贡献(95%~98%)为主, 当淹水水位增加, CH4的贡献率由原来的 < 3%增至5%(表 5).该计算结果表明, 未来海平面上升虽会增加CH4的排放通量, 但同时也会降低CO2排放通量, 使得总体的含碳温室气体的综合增温潜势下降.在本研究中, 对照(CK)的GWP(CH4)计算结果为3.08 Mg·(hm2·a)-1, 要高于过去闽江河口淡水沼泽湿地野外原位实测的GWP(CH4)[45].分析其原因, 可能是由于在河口潮汐湿地原位土壤, 受“潮泵”作用和底栖动物的“扰动”作用影响深远, 深层土壤中产生的CH4也可被氧化.但在本实验中, 为了降低平行处理之间的土壤的异质性, 采集原位土壤后, 将所有土壤过筛和混匀, 土壤结构发生明显改变.均质的土壤增加土壤致密性, 减少土壤CH4被氧化的潜势, 从而增加土壤的GWP(CH4).
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表 5 3种淹水处理下含碳温室气体的综合增温潜势(100 a尺度) 1) Table 5 Annual estimates of global warming potential (GWP) of carbonaceous greenhouse gases over a 100-year timescale under three inundation treatments |
3.2 季节变化对河口淡水潮汐湿地碳损失的影响
相对于淹水增加, 季节变化对闽江河口淡水潮汐湿地CO2和CH4排放通量及孔隙水主要地球化学指标的浓度值的影响更为显著(表 1), 温度是影响CO2和CH4排放通量变化的重要因子[46].本研究中CO2和CH4排放通量的具有明显的季节变化, 峰值均出现在夏季, 最低值均出现在冬季(图 3).孔隙水CH4、DOC和NH4+浓度的最高值也出现在夏季(表 3).这可能是由于：①夏季较高的植物生产力是提高DOC浓度的重要因素, 冬季沼泽植物根际分泌物减少, DOC浓度降低[47, 48]；②夏季温度高, 有利于湿地土壤中有机质的水解和矿化分解, 使孔隙水DOC和NH4+达到峰值；③夏季温度升高, 使得产甲烷菌的活性增强, 底物的可获得性也较强, 进而促进了产甲烷菌的活性, 并使得溶解性CH4增加[47].与以上3种孔隙水浓度不同, DIC浓度却在夏季达到最低值.在美国阿拉巴马州莫比尔河口淡水潮汐湿地, 也有类似的报道, 孔隙水DIC浓度最低值出现在夏季[49, 50]. Wilson等[8]认为温度可通过调节CO2在孔隙水中的溶解度来影响DIC分布.水温越高, 孔隙水中CO2溶解度降低, CO2向大气扩散, 使DIC浓度降低.
关于淹水增加对CO2和CH4排放通量温度敏感性的影响研究, 在其他河口沼泽湿地研究中也有报道. Krauss等[51]在美国路易斯安纳州拉斐特市沼泽湿地的中型生态系实验研究发现, 土壤处于淹水状态时, CO2和CH4排放通量温度敏感性低于土壤处于非淹水状态. Inglett等[52]在美国佛罗里达州亚热带淡水湿地的研究发现, 随着淹水水位上升, 土壤温度变幅减少.淹水增加减少土壤的暴露时间, 稳定的温度和厌氧环境减弱微生物的响应强度, 使产甲烷菌的活性变化不大, 进而使得CO2和CH4排放通量的变化幅度减少.在本研究中, 处理1(CK+15 cm)和处理2(CK+30 cm)和对照(CK)相比, CO2和CH4排放通量的温度敏感性显著降低(图 4), 该结果说明, 在未来海平面上升情景下, 由于淹水增加将降低CO2和CH4排放通量的季节波动变化.
4 结论(1) 在未来海平面上升情景下, 淹水增加显著降低河口淡水潮汐湿地CO2排放通量, 但提高CH4排放通量, 总体含碳温室气体的综合增温潜势降低, 这种降低趋势在淹水增加的最初阶段尤为明显.
(2) 淹水增加显著提高孔隙水NH4+和CH4的浓度, 降低了DIC的浓度, 对孔隙水DOC浓度影响不显著, 海平面上升引起的淹水增加将显著改变河口淡水潮汐沼泽湿地孔隙水主要地球化学指标值.
(3) 河口淡水潮汐湿地CO2和CH4排放通量及孔隙水CH4、DIC、DOC和NH4+浓度季节变化特征明显, 季节变化对CO2和CH4排放通量的影响要高于淹水处理.淹水处理会减低CO2和CH4排放通量对温度的敏感性, 使得未来海平面上升后, CO2和CH4排放通量的季节波动变化降低.
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