閩江河口濕地沉積物氮礦化對鹽度響應研究

謝蓉蓉,李家兵*,張黨玉,黃倩倩,丁曉燕,吳春山(.福建師范大學環(huán)境科學與工程學院,福建 福州 50007；2.福建師范大學,福建省污染控制與資源循環(huán)利用重點實驗室,福建 福州 50007；.福建師范大學地理科學學院,福建 福州 50007)

閩江河口濕地沉積物氮礦化對鹽度響應研究

謝蓉蓉1,2,李家兵1,2*,張黨玉3,黃倩倩1,丁曉燕1,吳春山1,2(1.福建師范大學環(huán)境科學與工程學院,福建 福州 350007；2.福建師范大學,福建省污染控制與資源循環(huán)利用重點實驗室,福建 福州 350007；3.福建師范大學地理科學學院,福建 福州 350007)

2015年7月采集閩江鱔魚灘微咸水濕地和道慶洲淡水濕地兩種類型濕地沉積物,采用淹水密閉培養(yǎng)方法,研究不同濕地沉積物氮礦化過程及鹽度影響.結果表明：相同礦化培養(yǎng)條件下,微咸水濕地礦化持續(xù)時間長,礦化能力大,鱔魚灘沉積物無機氮(NH4+N和 NO3N)總量70d后達到礦化穩(wěn)定濃度(499.8±2.1)mg/kg,道慶洲35d后達到穩(wěn)定濃度(202.9±4.1)mg/kg,不同鹽度條件對礦化過程無機氮濃度基本無影響.兩種濕地類型的氮礦化速率隨培養(yǎng)時間均呈現(xiàn)先增加后減少,鱔魚灘沉積物 0‰,5‰和 10‰鹽度條件對應最高礦化速率為(2.54±0.56)mg/(kg·d),(4.96±0.22)mg/(kg·d)和(3.88±0.25)mg/(kg·d),道慶洲同條件礦化速率(1.40±0.01)mg/(kg·d),(2.48±0.15)mg/(kg·d), (1.85±0.11)mg/(kg·d).表明一定范圍內(nèi)的鹽度可促進氮礦化速率,但是高鹽度產(chǎn)生抑制作用.

礦化作用；鹽度；沉積物；短葉茳芏；閩江河口濕地

河口鹽沼濕地是大氣、水、巖石和生物四個圈層相互作用形成的交互過渡地帶,也是氮素源、匯轉化器,是生物地球化學物質循環(huán)最為活躍的地區(qū)之一[1].沉積物氮礦化是濕地生態(tài)系統(tǒng)物質循環(huán)過程中的重要組成部分,通常情況下濕地沉積物中可被植物直接吸收利用的氮素不足,這就需要微生物礦化作用將有機氮轉換為植物可以吸收利用的無機氮(NH4+N 和NO3N),包含氨基化和氨化兩個過程[2].因此研究濕地沉積物無機氮動態(tài)變化過程及有機氮礦化速率影響因子對了解濕地系統(tǒng)氮素循環(huán)與轉化具有重要意義.

目前,國內(nèi)外濕地氮礦化過程研究主要包括沉積物理化性質、生物區(qū)系、人類活動對濕地沉積物氮礦化作用、礦化速率的影響[3-7].在我國,研究區(qū)域主要集中于三江平原、長江中下游和高原濕地[8-10].當前,由于全球氣候變暖導致海平面上升,使得河口濕地上覆水鹽度升高、淹沒時間延長,鹽度從接近海水鹽度33‰～37‰到接近淡水0.03‰～0.06‰[11],這一變化過程對濕地生物地球化學循環(huán)產(chǎn)生一定影響.目前研究主要集中在鹽度變化對濕地甲烷、二氧化碳、氧化亞氮等溫室氣體的排放影響[12-14],以及對濕地沉積物中 C、N、P的時空分布影響[15].氮礦化作用作為濕地氮素進入生態(tài)系統(tǒng)氮循環(huán)的一個重要過程,其鹽度的變化是河口濕地沉積物礦化速率影響的主要因素之一,因為鹽度能夠改變沉積物間隙水中離子強度,從而影響氮素的生物地球化學循環(huán)過程[16],但鹽度對沉積物氮礦化作用的影響過程及原因存在著不少爭議[17],Meclung等[18]認為鹽分比較低的沉積物氮礦化作用強于鹽分比較高的沉積物.Pathak等[19]認為在鹽沼澤濕地沉積物的有機氮礦化速率會隨著鹽度的升高而下降.Nelson等[20]研究發(fā)現(xiàn)鹽度增加可導致有機物的分解速率降低;Carft等[21]研究表明沉積物的鹽度與有機質之間有存在一定的相關關系.目前鹽度對氮礦化過程的影響研究多關注礦化速率,忽略了無機氮動態(tài)變化過程,并且研究選取的濕地類型較為單一.

閩江河口濕地是我國東南沿海區(qū)域較為典型的潮汐沼澤濕地,是亞熱帶濕地氮素生物地球化學循環(huán)重要的實驗場所.本研究選擇兩類不同的濕地類型,即微咸水的鱔魚灘濕地和淡水的道慶洲濕地為研究對象,通過密閉淹水培養(yǎng)方法,研究兩類濕地沉積物氮礦化過程、無機氮動態(tài)變化及鹽度對礦化過程的影響,分析影響濕地沉積物氮礦化作用的其他理化指標,為濕地沉積物氮素生物地球化學循環(huán)機理的深入研究提供一定的理論基礎.

1 樣品采樣與研究方法

1.1 研究區(qū)與采樣點概況

圖1 閩江河口采樣點示意Fig.1 Sampling sties at Min River Estuary

閩江河口位于福建省長樂市金峰鎮(zhèn),屬于中亞熱帶與南亞熱帶海洋性季風氣候的過渡區(qū),氣候暖熱濕潤,年均溫19.85℃,年降水量1905.73mm該區(qū)擁有眾多天然濕地,沿河流兩岸河漫灘呈帶狀分布,典型土著種為蘆葦和短葉茳芏[15].閩江河口受潮汐作用影響顯著,潮汐特征表現(xiàn)為口外正規(guī)半日潮,口內(nèi)非正規(guī)半日淺海潮,水體鹽度隨潮汐變化呈周期變化,表現(xiàn)出從入?？谙蛏嫌纬尸F(xiàn)鹽-淡水更替特征并有上溯趨勢.本文選取鱔魚灘微咸水濕地(鹽度：3.79‰±1.35‰)和道慶洲淡水濕地(鹽度：0.20‰±0.02‰)作為研究對象,地理坐標分別為 25°57'21.4″N、119°24'25.6″E 和26°01'48.0″N、119°37'35.3″E(圖1).

1.2 實驗材料

為研究短葉茳芏沼澤濕地沉積物礦化作用對不同鹽度梯度的響應,實驗分別選取閩江河口微咸水濕地(鱔魚灘濕地)和淡水濕地(道慶洲濕地)兩大濕地類型,于2015年7月采集短葉茳芏覆蓋率 95%以上的沉積物樣品.兩個樣地根據(jù)梅花形布點法,使用潮灘濕地松軟沉積物柱狀采集及分割一體采樣器,在每個典型樣區(qū)分別隨機選定4個點位,每個點位分別采集3個表層沉積物樣品(0～10cm),兩個樣區(qū)共收集 24個新鮮樣品,帶回實驗室樣品挑出可見的動植物殘體、石頭等雜物,自然風干后等分成兩份：其中一份風干樣品研磨過20目土篩后進行充分混合裝袋作為培養(yǎng)使用;另一份風干樣品研磨過100目土篩,裝袋置于4℃冰箱中保存?zhèn)錅y.

1.3 實驗設計

1.3.1 室內(nèi)培養(yǎng) 研究根據(jù)閩江河口區(qū)鹽度的變化將鹽度設為3個梯度,分別為0‰(1L去離子水中添加0g海鹽)、5‰(1L離子水中添加6g海鹽)、10‰(1L去離子水中添加12g海鹽).稱取過20目篩網(wǎng)的風干樣品5g,取3個平行樣,分別置于10×180mm的培養(yǎng)管,將裝有土樣的培養(yǎng)試管平放于桌面上小心轉動,使試管中的土樣呈傾斜狀態(tài),然后用移液槍緩緩加入 5mL鹽度分別為0‰,5‰,10‰的去離子水.加水后檢查每個試管中的土樣是否被完全潤濕,當沉積物中的空氣驅除干凈后用橡皮塞將試管口密封,置于23.6℃(夏季平均溫度)的恒溫培養(yǎng)箱中進行培養(yǎng),培養(yǎng)前期每周換氣一次并驅除土樣中的氣體,培養(yǎng)后期換氣時間延長.預培養(yǎng)兩周消除干土效應后開始計時,分別于預培養(yǎng)后的第0、7、21、35、49、70、98d時提取沉積物樣品,提取時加入20mL2.5mol/L KCl,將培養(yǎng)管中沉積物全部洗入100mL廣口瓶中,置于振蕩器上振蕩 1h后靜置0.5h用濾紙過濾,將過濾液儲存于塑料瓶中并做好標記待測.

1.3.2 沉積物礦化速率計算 沉積物礦化速率是通過培養(yǎng)后和培養(yǎng)前沉積物硝態(tài)氮和銨態(tài)氮含量之和的差值計算,凈礦化速率為單位時間內(nèi)無機氮的變化量(本文定義無機氮為硝態(tài)氮和銨態(tài)氮之和),計算公式為：

式中：ti為培養(yǎng)開始的時間,ti+1為培養(yǎng)結束時間,△t為培養(yǎng)時間;和分別為培養(yǎng)前后沉積物樣品NH4+?N濃度,mg/kg;和分別為培養(yǎng)前后沉積物樣品濃度,mg/kg; Aamm、Anit和Amin分別為一定培養(yǎng)時間內(nèi) NH4+-N+NO3--N 和無機氮(NH4+-N+ NO3--N)積累量;Rmin為凈氮礦化速率,mg/(kg·d).

1.4 測定方法沉積物的理化指標主要有TC、TN、有機質、NH4+N、NO3N、電導率、pH值.電導率和pH值分別采用便攜式電導計(2265FS, USA)和便攜式 pH計(STARTER 300, USA)測定;銨態(tài)氮(NH4+N)和硝態(tài)氮(NO3N)采用2mol/L的KCl浸提后用連續(xù)流動分析儀測定(SKALAR SAN++, Netherlands);有機質采用濃硫酸、重鉻酸鉀外加熱法測定,全碳(TC)、全氮(TN)采用 CN元素分析儀(Elementar Vario MAX CN, Germany)測定.

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計與分析數(shù)據(jù)處理采用WPS Excel 2016和Origin 8.1軟件進行作圖、計算,SPSS22.0進行相關分析.

2 結果與分析

2.1 鱔魚灘和道慶洲濕地沉積物的理化性質

鱔魚灘和道慶洲濕地沉積物理化性質的對比情況見表1,由表1可知：兩地的理化特征差異明顯,特別是NH4+N、電導率及pH值,主要由于兩地地理位置有明顯區(qū)別.鱔魚灘濕地位于閩江入?？?受鹽水入侵往復流影響嚴重,一方面大量的外源有機質進入鱔魚灘濕地,另一方面,水流往復運動對沉積物的有機質和礦物元素沖刷作用強烈.道慶洲濕地距離入?？诩s 22.7km,水流往復運動沖刷力弱,淹沒水質屬淡水水質.

表1 鱔魚灘和道慶洲短葉茳芏濕地沉積物理化性質Table 1 Physicochemical properties of the Cyperus malaccensis marsh sediment in the Shanyutan brackish water wetland and the Daoqingzhou freshwater wetland

2.2 不同類型濕地沉積物礦化過程氮元素動態(tài)變化

圖2 不同鹽度條件下沉積物礦化過程無機氮(NH4+N+NO3N)總量動態(tài)變化過程線Fig.2 Concentration-time profiles of total inorganic nitrogen (includes ammonia nitrogen and nitrate nitrogen) during sediment mineralization under different salinity conditions

圖 2表征不同鹽度條件下鱔魚灘和道慶洲沉積物礦化過程中無機氮(NH4+N+NO3N)總量變化過程線,經(jīng)過相同的預培養(yǎng)過程后,鱔魚灘和道慶洲兩地初始無機氮總量表現(xiàn)為：0‰鹽度條件＞10‰鹽度條件＞5‰鹽度條件.隨著培養(yǎng)時間延長,N元素持續(xù)增加,最后達到穩(wěn)定狀態(tài),0‰鹽度條件下的穩(wěn)定狀態(tài)濃度最低.不同的是盡管鱔魚灘沉積物原始無機氮濃度僅為道慶洲濃度的 1/2,經(jīng)過預培養(yǎng)后,鱔魚灘氮元素初始濃度為道慶洲濃度的3倍,濃度顯著增加,鱔魚灘沉積物的無機氮總量 70d后達到穩(wěn)定,而道慶洲在 35d后基本達到穩(wěn)定,鱔魚灘沉積物 NH4+N 和NO3N平衡濃度為(499.8±2.1) mg/kg,道慶洲的平衡濃度為(202.9±4.1)mg/kg.

2.3 沉積物礦化速率對鹽度的響應

圖 3表示鱔魚灘沉積物礦化作用對鹽度的響應,由圖3可知：不同鹽度條件下,沉積物礦化速率變化趨勢基本一致,表現(xiàn)為先增加后減少,呈倒“U”型曲線變化.在整個培養(yǎng)期間,氮礦化速率變動范圍為(0.087±0.15)～(4.96±0.22)mg/(kg·d),受鹽度影響呈現(xiàn)出明顯的變動.在礦化培養(yǎng)初期(0～7d),鹽度為 5‰沉積物中的礦化速率變化幅度最大,7d達到最大值即礦化速率為(4.96± 0.22)mg/(kg·d);其次是鹽度為 10‰的沉積物,7d礦化速率為(3.88±0.25)mg/(kg·d);鹽度為 0‰的沉積物礦化速率最低為(2.54±0.56) mg/(kg·d).7～21d培養(yǎng)期間,隨培養(yǎng)時間延長,除 0‰鹽度的礦化速率由(2.54±0.56)mg/(kg·d)上升至(2.71± 0.46)mg/(kg·d)外,5‰和 10‰鹽度條件下均出現(xiàn)下降趨勢,分別為(4.09±0.088)mg/(kg·d)和(3.23± 0.20)mg/(kg·d).21～35d培養(yǎng)期間,3種不同鹽度條件均隨時間呈下降趨勢,在第 35d時,0‰鹽度條件的沉積物凈礦化速率為(0.86±0.69)mg/ (kg·d),5‰鹽度的礦化速率為(0.92±0.26)mg/ (kg·d),10‰鹽度沉積物礦化速率(0.69±0.24)mg/ (kg·d),相對于 21d的礦化速率,下降幅度分別為68.27%、77.51%和78.64%.35d以后,3種鹽度條件下的沉積物氮礦化速率基本相同并保持平穩(wěn)狀態(tài),變化的幅度較小,變化范圍為(0.09±0.15)～(1.03±0.48)mg/(kg·d).

圖3 不同鹽度下鱔魚灘礦化速率Fig.3 Sediment mineralization rate under different salinity conditions in the Shanyutan brackish water wetland

圖 4表示道慶洲沉積物礦化速率對鹽度的響應,在礦化培養(yǎng)初期(0～7d),有機氮礦化速率均出現(xiàn)升高的趨勢,7d時的礦化速率隨鹽度的升高分別為(1.22±0.15),(1.58±0.025),(1.50±0.15)mg/ (kg·d),最大值出現(xiàn)在5‰的鹽度條件.在7～21d培養(yǎng)期間,3種鹽度的沉積物有機氮礦化速率除了5‰鹽度條件增幅較大外,0‰和10‰鹽度條件下變化幅度較小.具體表現(xiàn)為鹽度為 5‰的沉積物礦化速率最高,21d達到(2.48±0.15) mg/(kg·d), 10‰的礦化速率為(1.46±0.055) mg/(kg·d),變化最小的為 0‰的沉積物礦化速率為(1.19± 0.045)mg/(kg·d).在 21～35d培養(yǎng)期間,5‰鹽度條件出現(xiàn)持續(xù)下降趨勢,由 21d 的(2.48± 0.15)mg/(kg·d)降低到 35d的(1.85±0.11) mg/ (kg·d),而0‰和10‰鹽度條件下均隨時間呈現(xiàn)先增加后下降趨勢,35d氮礦化速率分別為(1.40± 0.01)和(1.89±0.04)mg/(kg·d).培養(yǎng)到 49d時,氮礦化速率較35d有較大幅度下降,0‰,5‰和10‰分別下降到(0.39±0.011),(-3.68±0.19)和(0.045± 0.012)mg/(kg·d).49d后,3種鹽度條件下的沉積物氮礦化速率基本相同并保持平穩(wěn)狀態(tài).

圖4 不同鹽度下道慶州礦化速率Fig.4 Sediment mineralization rate under different salinity conditions in the Daoqingzhou freshwater wetland

圖3與圖4對比可知：道慶洲氮礦化速率的變化趨勢同鱔魚灘相似,均呈現(xiàn)先增加后減少.但道慶洲沉積物礦化速率總體比鱔魚灘低,鱔魚灘0‰,5‰和10‰條件下分別對應的最高礦化速率為 (2.54±0.56)mg/(kg·d),(4.96±0.22)mg/(kg·d)和(3.88±0.25)mg/(kg·d),而道慶洲對應的最高礦化速 率 為 (1.40±0.01)mg/(kg·d), (2.48±0.15)mg/ (kg·d),(1.85±0.11)mg/(kg·d).在培養(yǎng)的前期,5‰鹽度條件下兩地的氮礦化速率均表現(xiàn)出增幅最大,由此可見中等鹽度條件對濕地沉積物氮礦化速率有一定的促進作用,而高鹽度則產(chǎn)生一定的抑制作用.

3 討論

3.1 不同濕地類型沉積物的氮礦化過程

選取同一河流不同河段的兩處濕地,其中鱔魚灘濕地屬于微咸水濕地,道慶洲濕地屬于淡水濕地,兩處濕地沉積物理化性質差別明顯,鱔魚灘沉積物原始 NH4+N濃度僅為道慶洲濃度的1/2,pH值接近中性.

圖 2可知,相同的氮礦化培養(yǎng)條件下,微咸水濕地的礦化持續(xù)時間更長,且礦化能力遠遠大于淡水濕地.鱔魚灘沉積物的無機氮總量70d后達到穩(wěn)定,穩(wěn)定濃度為(499.8±2.1)mg/kg,道慶洲在 35d后穩(wěn)定,平衡濃度為(202.9±4.1)mg/kg.主要原因可能由于微咸水濕地沉積物中已經(jīng)產(chǎn)生了某些耐鹽性微生物,在不同鹽度條件培養(yǎng)過程中,這部分微生物對有機氮的礦化能力充分顯現(xiàn), Marinari等[22]研究發(fā)現(xiàn),當海水入侵導致沉積物鹽度增高時,在某種程度上可以增加微生物的多樣性.

在整個礦化過程中,不同鹽度條件下,微咸水濕地無機氮濃度離散系數(shù)為 0.4%～2.8%,淡水濕地的離散系數(shù)為1%～2.7%,這表明鹽度對礦化過程中無機氮濃度變化影響不大.

3.2 鹽度對濕地沉積物礦化作用的影響

由圖3和圖4可發(fā)現(xiàn),鱔魚灘和道慶州濕地沉積物在礦化初期都表現(xiàn)出較強的礦化作用并出現(xiàn)峰值,之后礦化速率明顯下降,主要由于培養(yǎng)初期微生物活性大,培養(yǎng)基質中底物豐富氮營養(yǎng)元素為微生物提供了充足的底物和能量,培養(yǎng)后期微生物處于貧營養(yǎng)狀態(tài),導致礦化速率下降并趨于平穩(wěn).3種不同鹽度條件下,礦化初期的有機氮凈礦化速率存在明顯差別,說明鹽度對閩江河口濕地的氮礦化作用可產(chǎn)生明顯影響并表現(xiàn)為：5‰鹽度條件＞10‰鹽度條件＞0‰鹽度條件.這一實驗結果表明氮礦化速率在一定鹽度范圍內(nèi)隨鹽度的上升而上升,當達到某個臨界鹽度后,氮礦化速率則隨鹽度的增加而下降.在較低鹽度范圍的礦化初期,增加適當鹽分能夠一定程度上促進微生物的活性而提高沉積物有機氮的凈礦化速率,可能是因為在低鹽度的刺激下,沉積物中出現(xiàn)一些嗜鹽微生物,增加了沉積物的生物多樣性.而達到臨界鹽度后,繼續(xù)增加鹽度但沉積物的氮礦化速率降低,可能由于高于臨界狀態(tài)的鹽度導致微生物細胞的滲透壓降低,而使沉積物中微生物的活性降低,表現(xiàn)為氮的礦化速率降低[23].

3.3 表征濕地沉積物礦化作用的理化指標

沉積物氮礦化在濕地生態(tài)系統(tǒng)中起著重要作用,影響礦化速率的因素非常復雜,除了受到鹽度影響外,還受到溫度、水分等因素影響.在一定溫度范圍內(nèi),隨溫度升高,氮礦化數(shù)量和礦化速率呈正相關[24].Groffman等[25-26]研究表明在水分較好的條件可能對沉積物微生物的活性有一定的抑制作用,濕地沉積物有機氮的礦化速率和水分呈負相關.除此之外,pH值和C/N也可作為濕地沉積物氮礦化作用的重要表征指標.

沉積物氮的礦化過程也是沉積物微生物的作用過程,pH值不直接影響氮礦化速率,主要通過影響沉積物中的微生物種類和數(shù)量影響沉積物的凈礦化速率.Curtin等[27]認為高pH通過促進氮的硝化作用從而促進有機氮的礦化作用.田冬等[28]研究表明有機氮的礦化速率和沉積物的pH值呈直線增長的關系.筆者在鱔魚灘和道慶洲沉積物的pH值影響研究中發(fā)現(xiàn)pH值條件一定程度上影響礦化速率,但影響的變化過程無基本規(guī)律可循[29].

C、N元素是微生物生長的重要基質,C/N直接影響微生物對沉積物有機質的分解,并且和氮礦化速率呈負相關[30].在研究中鱔魚灘的C/N為8.78,道慶洲的C/N為10.14,鱔魚灘的C/N明顯高于道慶洲,說明兩個試驗地的氮礦化速率也一定程度受到C/N的影響.

4 結論

4.1 相同礦化培養(yǎng)條件下,微咸水濕地礦化過程持續(xù)時間長,且礦化能力遠大于淡水濕地.但是不同鹽度條件對礦化過程無機氮濃度基本無影響.

4.2 微咸水濕地沉積物氮礦化速率明顯高于淡水濕地.鹽度是造成兩個濕地氮礦化速率不同的重要原因.在一定鹽度范圍內(nèi),鹽度增加可促進有機氮的礦化速率,當超過某個臨界值后,鹽度增加則對有機氮的礦化速率產(chǎn)生抑制作用.

4.3 除鹽度影響外,pH值和C/N也可作為濕地沉積物礦化作用的重要表征指標.pH值間接影響有機氮的礦化速率,而C/N則與有機氮的礦化速率呈負相關.此外,氮礦化作用受到其他理化性質和微生物的影響,有待進一步研究.

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Salinity effects on the nitrogen mineralization in different wetland sediments of the Min River Estuary

XIE Rong-rong1,2,LI Jia-bing1,2*, ZHANG Dang-yu3, HUANG Qian-qian1, DING Xiao-yan1, WU Chun-shan1,2(1.College of Environmental Science and Engineering, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China；2.Key Laboratory of Pollution Control and Resource Recycling of Fujian Province, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China；3.College of Geographical Sciences, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China). China Environmental Science, 2017,37(6)：2248～2254

To reveal the influence of the salt water intrusion caused by the greenhouse effect on the sediment nitrogen mineralization in the estuary wetland, Cyperus malaccensis marsh sediment samples in the Shanyutan brackish water wetland and the Daoqingzhou freshwater wetland were collected in July, 2015. Using the submerged incubation method, the soil mineralization in different kinds of wetland and salinity effects were examined in the Min River estuary. The results suggested that the sediments in brackish water wetland had a longer nitrogen mineralization time as well as a stronger mineralization capacity under the same incubation conditions. The total inorganic nitrogen (includes ammonia nitrogen and nitrate nitrogen) reached a stable concentration of (499.8±2.1) mg/kg after 70d for Shanyutan brackish wetland sediment, while the mineralization reached equilibrium in only 30d with a lower stable concentration of (202.9±4.1) mg/kg for Daoqingzhou freshwater wetland sediment. Additionally, salinity condition showed little effect on concentration of the total inorganic nitrogen during the mineralization process. The rate of nitrogen mineralization for both brackish and freshwater wetland sediments firstly increased and then decreased as the increase of incubation time. In Shanyutan brackish water wetland, the rate of nitrogen mineralization were (2.54±0.56) mg/(kg·d), (4.96±0.22) mg/(kg·d) and (3.88±0.25) mg/(kg·d) under salinity of 0‰, 5‰ and 10‰, respectively. While in Daoqingzhou wetland, the corresponding values were (1.40±0.01) mg/(kg·d), (2.48±0.15) mg/(kg·d) and (1.85±0.11) mg/(kg·d), respectively. The observation revealed that moderate salinity conditions can promote the nitrogen mineralization, while high salinity conditions could induced an inhibitory effect.

mineralization；salinity；sediment；Cyperus Malaccensis；Min River Estuary wetland

X522,X21

A

1000-6923(2017)06-2248-07

謝蓉蓉(1987-),女,江蘇張家港人,講師,博士,主要從事環(huán)境科學、水資源規(guī)劃與保護研究.發(fā)表論文10余篇.

2016-10-19

國家自然科學基金項目(51541906);福建省公益類科研院所專項(2016R1032-1);福建省科技廳重點項目(2015R0099);福建省自然科學基金項目(2016J05096)

* 責任作者, 講師, lijiabing@fjnu.edu.cn