陳慶強 唐 媛 楊 艷 謝 冰 呂寶一

(1.華東師范大學河口海岸學國家重點實驗室 上海 200062;2.華東師范大學環(huán)境科學系 上海 200062)

海岸鹽沼分布于全球中、高緯潮間帶海岸，具備濕地的一般性質，因受到潮汐的影響，又有其自身特征［1］。海岸鹽沼為全球最高產(chǎn)的生態(tài)系統(tǒng)，這些地方水體PCO2異常高［2］，通過地下蓄水層輸入到濱海水域的CO2可能是濱淺海及大氣的一個重要碳源［3］。因此，科學評估海岸鹽沼的碳源與匯潛力，對于陸地與海洋之間的碳交換以及全球碳循環(huán)研究均具有重要意義。碳礦化是土壤碳循環(huán)研究的關鍵內容之一，揭示鹽沼土壤碳礦化的途徑及其影響因素對于評估鹽沼土壤的碳輸出潛力至關重要。

微生物是濕地生態(tài)系統(tǒng)的分解者，推動著濕地生態(tài)系統(tǒng)的物質循環(huán)與能量流動［4］。研究濕地土壤微生物與有機質礦化的相互關系，對于揭示濕地生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)機制具有重要意義。海岸鹽沼受到潮水的周期性影響，有機質降解以厭氧微生物代謝為主［1］。目前，針對海岸鹽沼土壤微生物動態(tài)與有機質礦化的研究正逐漸引起關注［5，6］。

海水中硫酸鹽含量豐富，潮間帶土壤有機質的降解途徑以硫酸鹽還原作用最為重要［7，8］。參與這一途徑的主要微生物是硫酸鹽還原菌(sulfate-reducing bacteria，SRB)，在厭氧條件下以硫酸鹽或其它含硫化合物作為電子受體，同化有機物獲得能量［6］。SRB是一類形態(tài)各異，營養(yǎng)類型多樣的微生物。盡管能夠利用硫酸鹽或其他氧化態(tài)硫化物作為電子受體同化有機質，SRB獲取能量的主要途徑是硫酸鹽異化還原作用［9］。不同植被根際環(huán)境的根際效應直接影響SRB的數(shù)量，在群落結構等方面亦不同于非根際土壤［10］。因此，研究鹽沼植被根際 SRB的分布與數(shù)量，有助于全面認識SRB對土壤有機質礦化的影響。

國外針對海岸鹽沼微生物與有機質關系的研究已有報道［11，12］;國內關于天然濕地土壤微生物的研究相對較少［13］，對于海岸鹽沼土壤微生物與有機質礦化關系的研究尚處于起步階段［14，15］。本文選擇長江口崇明東灘鹽沼兩種植被類型的縱向剖面，根據(jù)不同高程部位柱樣土壤和植被根際環(huán)境SRB與異養(yǎng)菌(heterotrophic bacteria，HB)的數(shù)量與分布，顆粒有機碳(POC)含量，孔隙水摩爾比，以及POC的δ13C值等，研究鹽沼SRB的數(shù)量、分布及其與有機質的關系，分析植物根際環(huán)境對SRB生長的影響，探討SRB對有機質礦化的作用，為深入研究長江口崇明東灘鹽沼碳動態(tài)提供科學依據(jù)。硫酸鹽還原作用是鹽沼沉積物早期成巖作用中的重要一環(huán)，期間產(chǎn)生的一些指相礦物(如黃鐵礦)可為識別古代沉積地層的形成環(huán)境提供依據(jù)，對于研究早期成巖作用的程度以及沉積物組分的變化亦具有重要意義。

1 研究區(qū)概況

崇明東灘是目前長江口規(guī)模最大、地貌單元最完善的潮汐灘涂濕地，人為干擾較弱。來自長江的巨量泥沙是崇明東灘不斷淤積前展的充足物源，目前灘地仍快速向海淤漲推進(200～300 m·a-1)，0 m線以上面積達222 km2［16］。崇明東灘濕地屬于國際重要濕地(No.1144)，是國家級自然保護區(qū)，原始生境保護較好。研究區(qū)地處北亞熱帶南緣，受到東亞季風的顯著影響。年平均氣溫為15.0～15.8℃，年均降雨量為900～1 050 mm;降水多集中在5～9月，約占全年總降水量的60～70%［17］。

崇明東灘位于長江口咸、淡水交匯地帶(平均鹽度:0.21‰～5‰)，受到非正規(guī)半日淺海潮的周期性影響，多年平均潮差為2.40～3.20 m［18］。灘面寬緩，潮流流速較低，而風浪作用顯著，多年平均波高約為0.9 m，最大波高可達6.2 m［19］。臺風暴雨主要出現(xiàn)在夏、秋季節(jié)，每年平均1～2次［19］。灘地植被主要集中在高潮灘至中潮灘下部［19］。灘面沖刷主要發(fā)生在光灘及中潮灘下部外緣，而植被發(fā)育地帶的淤積過程相對穩(wěn)定［20］。長江口淤泥質潮灘的百年尺度沉積速率可達4.2 cm·a-1［21］，明顯高于世界其他地區(qū)的海岸鹽沼濕地，是全球海岸帶最具活力的物質匯聚與循環(huán)的場所之一。

崇明東灘鹽沼植被主要為多年生草本植物，包括:蘆 葦 (Phraqmitesaustralis)、藨 草 (Scirpus triqueter)、海三棱藨草(Scirpus mariqueter)、糙葉苔草(Carex scabrifolia)［19］。蘆葦主要分布在高潮灘上部與海塘之間，多為人工種植，高1～3 m，地下根莖發(fā)達;糙葉苔草通常與蘆葦鑲嵌分布。藨草廣泛分布于高潮灘和中潮灘，是崇明東灘最重要的自然植被，高度一般為25～40 cm，地下根系十分發(fā)達，主要分布于灘面以下10～20 cm，甚至可達30 cm以下，固灘作用顯著。海三棱藨草亦為崇明東灘先鋒植被，多分布于鹽度較大的地帶，如中潮灘的中上部。在海三棱藨草分布地帶外側與光灘內側有藻類出現(xiàn)，主要為硅藻［22］。在崇明東灘東北部，于1995年首次發(fā)現(xiàn)外來的互花米草(Spartina alterniflora)［23］。該植物擴散迅速，目前已侵占了當?shù)靥J葦和海三棱藨草的生長空間，成為崇明東灘北部的優(yōu)勢植被。

2 樣品與方法

2.1 樣品采集

在崇明東灘東北部的互花米草集中區(qū)(縱向剖面一)，以及中南部的土著植被區(qū)(縱向剖面二)分別選擇一個縱向剖面。在縱向剖面的典型高程部位(高潮灘上部、中潮灘下部、光灘)分別采集柱狀樣品，采樣地點與柱樣信息見表1。

野外用內徑11 cm的PVC管實施采樣。采樣管在室內先用自來水洗凈，后用去離子水沖洗數(shù)次，風干，將兩端用封箱膠帶密封，備用?，F(xiàn)場取樣后，立即將PVC管兩端用密實袋封堵，用封箱膠帶將密實袋固定，密封PVC管口。在柱樣孔位周圍3 m范圍內采集植物根系土壤(深度小于20 cm)。在縱向剖面一，選取高潮灘蘆葦和藨草兩個根系土壤樣品，以及中潮灘互花米草根系土壤樣品;在縱向剖面二，選取高潮灘藨草根際土壤樣品，分別裝入自封袋保存。

將柱樣與植物根系土樣立即帶回駐地，置于冰柜(0～4℃)保存。將儲樣冰柜盡快運回實驗室。在實驗室，將柱樣沿深度方向剖分為二，記錄柱樣剖開面的沉積特征，拍照，之后按照1 cm深度間隔連續(xù)采集樣品，置于自封袋低溫(0～4℃)保存，并盡快開展各項分析。室內選擇以下深度層段的樣品做SRB分析:高潮灘柱樣的21～22 cm、51～52 cm、81～82 cm;中潮灘柱樣的21～22 cm、51～52 cm;光灘柱樣的21～22 cm、39～40 cm。

表1 取樣地點的位置與地表植被Table 1 Sampling location and aboveground vegetation

2.2 含水量測定

將40 g左右的濕樣置于50 ml燒杯，用電子天平稱取樣品質量(M1)。之后，將土樣置于恒溫干燥箱40℃下烘48 h，樣品在干燥器中冷至室溫。用電子天平稱取干樣質量(M2)。樣品含水量(%)計算式為:((M1-M2)/M2)×100%。

2.3 SRB培養(yǎng)計數(shù)

采用MPN法對樣品進行SRB培養(yǎng)計數(shù);重復3次平行實驗后，計算樣品中SRB的平均含量。具體操作如下:

(1)培養(yǎng)基的配置:將6 mL乳酸鈉(60%)，1.0 g NH4Cl，0.5 g K2HPO4，2.0 g MgSO4·7H2O，0.5 g Na2SO4，0.1 g CaCl2·6H2O溶于1 L海水中，用10%NaOH溶液調pH為7.0～7.5;煮沸，濾去沉淀;分裝于試管中(每管約15 mL)，在121℃下高壓滅菌20 min，備用。

(2)無菌水:稱取8.5 g NaCl，溶解于1000 mL蒸餾水中，分別量取9 mL置于50只15 mL試管中，在121℃下高壓滅菌20 min。

(3)土壤懸液:稱取1 g土壤樣品，置于250 mL錐形瓶(內附玻璃珠)，加入99 mL海水，震蕩20 min，制成土壤懸液。

(4)10%硫酸亞鐵銨的配置:用分析天平稱取10 g硫酸亞鐵銨粉末，放入燒杯，加入90 mL蒸餾水，攪拌使其完全溶解，經(jīng)0.45 μm過濾除菌，轉移至棕色瓶保存。

(5)1%抗壞血酸的配置:用分析天平稱取抗壞血酸固體1 g，放入燒杯，加入99 mL蒸餾水，攪拌使其完全溶解，經(jīng)0.45 μm過濾除菌，轉移至棕色瓶保存。

(6)加樣:在紫外室中，紫外燈開5 min后關閉，向每個裝有15 mL培養(yǎng)基的已滅菌試管中，再加入新配置的10%硫酸亞鐵銨(經(jīng)0.45 μm過濾除菌)4滴(0.08 mL)以及1%抗壞血酸(經(jīng)0.45 μm過濾除菌)2滴(0.04 mL)，震蕩搖勻。用1 mL移液管(為避免污染，每一稀釋度換移液管)吸取步驟(3)中配制的土壤懸液，注入裝有無菌水的試管中，依次制成10-3～10-7稀釋度的土壤懸液。分別吸取不同稀釋度的土壤懸液注入裝有培養(yǎng)基的試管中接種，每個稀釋度三個平行樣，并做空白樣對照。

(7)培養(yǎng):接種后，將試管放在30℃的恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)14 d。

(8)結果:若試管內有黑色沉淀生成，則表明其中有SRB生長。如果空白樣有菌生長，則表明操作過程有污染，應當放棄這批樣品，重新做。

(9)計數(shù):查表(MPN指數(shù)和95%置信度檢索表)，結果表示為 cfu/g［24］。

2.4 異養(yǎng)菌培養(yǎng)計數(shù)

(1)培養(yǎng)基的配置:稱取31 g營養(yǎng)瓊脂(牛肉膏3～5 g，蛋白胨10 g，NaCl 5 g，瓊脂 15～20 g)，加入1000 mL蒸餾水，加熱并不斷攪拌。待其完全溶解后，倒入錐形瓶中，塞好蓋子并用報紙包裹，在121℃下高壓滅菌20 min。

(2)加樣:在紫外室，選取10-3～10-5三個稀釋度，用移液管分別吸取1 mL不同稀釋度的土壤懸液注入已滅菌且干燥的培養(yǎng)皿，每個稀釋度三個平行樣。

(3)加培養(yǎng)基:向已接種的培養(yǎng)皿中加入已配置的培養(yǎng)基，以鋪滿培養(yǎng)皿底部為準，約15 mL。培養(yǎng)基在室溫下容易凝固，加培養(yǎng)基時應保證培養(yǎng)基完全呈液體狀態(tài)，沒有懸浮物質。否則，培養(yǎng)基不均勻，易導致菌落成團分布而影響結果。

(4)培養(yǎng):將培養(yǎng)皿倒置于37℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)1 d。

(5)菌落計數(shù):一般用肉眼計數(shù)。對長得相當接近，但不接觸的菌落，應予以一一計數(shù)。對鏈狀菌落，應當作為一個菌落來計算。平皿中若有較大片狀菌落時則不宜采用。若片狀菌落少于平皿的一半而另一半菌落分布均勻時，可將其菌落數(shù)的2倍作為全皿的菌落數(shù)。計算得出同一稀釋度的平均菌落數(shù)，供下一步計算用。

(6)計算:按照下式計算每克干土中的菌落數(shù)，

1 g干土中的菌數(shù) =(平板菌落數(shù)×稀釋度)/干土的質量

2.5 孔隙水與Cl－濃度測定

用電子天平稱取10 g左右已研細(＜200目)干樣，置于燒杯，按5∶1的水土比加入超純水，浸泡24 h。之后，抽濾(0.45 μm濾膜);用移液器取5 ml濾液，加入超純水稀釋10倍。用離子色譜儀(ICS—2500型，美國戴安公司制造DIONEX)測定稀釋液中的Cl-、濃度。根據(jù)樣品含水量，換算得到孔隙水中的離子含量。

衛(wèi)星：建設“四大基地”，是做實做強國家綠色經(jīng)濟試驗示范區(qū)的核心內容。我們全力做好“生態(tài)+”“互聯(lián)網(wǎng)+”文章，打好綠色能源、綠色食品、健康生活目的地“三張牌”，推動產(chǎn)業(yè)結構變“新”、模式變“綠”、質量變“優(yōu)”，推動“四大基地”建設初見成效。

色譜條件:ASRS—ULTRA(2 mm)陰離子抑制器;柱壓:1240 Psi;流速:0.20 ml/min;淋洗液:10 mmol/L的NaOH溶液(EG50陰離子淋洗液發(fā)生器自動產(chǎn)生)。標樣:用氯離子與硫酸根離子(1 g/L)的二級單標(上海計量測試研究院產(chǎn))配成5 mg/L的混標。

土壤POC含量與碳穩(wěn)定同位素組成(δ13C)的分析方法參照文獻［25］。

3 結果與討論

3.1 SRB與HB的含量與分布

崇明東灘鹽沼高潮灘、中潮灘、光灘樣品，以及高潮灘藨草、高潮灘蘆葦、中潮灘互花米草根際土樣的微生物含量，見表2所示。

表2 崇明東灘鹽沼不同高程柱樣及植物根際土中的SRB與異養(yǎng)菌(HB)的含量Table 2 Concentrations of SRB and heterotrophic bacteria(HB)in samples of the cores with different altitudes and plant rhizospheres in the Chongmingdongtan saltmarsh

3.1.1 SRB的分布及影響因素

長江口鹽沼不同高程柱樣，SRB的深度分布特征差異明顯(表2)。2008年4月份高潮灘柱樣(DT-01-2)與中潮灘柱樣(DT-02-1)，51～52 cm層位的SRB含量均較突出，而21～22 cm層位的SRB含量明顯低于51～52 cm層位(表2)。SRB的這一分布特征可能與不同深度層位溶解氧的濃度有關。SRB屬兼性厭氧菌，其硫酸鹽還原反應必須在較低的氧化還原電位(Eh)下進行;較高的氧濃度導致環(huán)境的Eh過高，SRB異化硫酸鹽反應受阻［9］。因此，在氧濃度較高的層位，如柱樣上部土層，SRB的生長受到抑制。相反，較深土層的含氧量急劇下降，加之有機質等其他養(yǎng)分并不缺乏，這些均有利于SRB生長。

2008年4月份光灘柱樣(DT-03-2)兩個深度層位的SRB含量均特別高，其21～22 cm層位的SRB含量比高潮灘與中潮灘柱樣相應層位的SRB含量高2～3個數(shù)量級(表2)。柱樣DT-03-2上部21～22 cm層位的SRB含量比底部39～40 cm層位的高一個數(shù)量級，明顯不同于柱樣DT-01-2與DT-02-1中SRB含量的深度趨勢。2008年8月份光灘柱樣(DT-08-3)21～22 cm層位的SRB含量，是該月份三個高程部位柱樣不同層位SRB含量的最高值(表2)。這很可能與光灘經(jīng)受的海水浸泡時間較長有關。長時間的海水浸泡，使得光灘柱樣上部氧含量并不突出，加上柱樣上部與有機質等養(yǎng)分較下部豐富，導致上部SRB含量反而比下部高。

2008年8月份3個高程部位柱樣(表1)不同深度層位的SRB含量，均明顯低于2008年4月份對應高程柱樣的相應深度層位的SRB含量(表2)。這可能與這兩個月份柱樣的有機質含量不同有關。高潮灘柱樣DT-01-2的POC含量平均值為0.8%，而DT-08-1的為0.47%;中潮灘柱樣DT-02-1的POC含量平均值為0.38%，明顯高于柱樣DT-08-2(0.11%)?？傮w上，縱向剖面一的兩個柱樣(DT-01-2，DT-02-1)的POC含量分別比縱向剖面二的兩個柱樣(DT-08-1，DT-08-2)的POC含量高(圖1)。有機質含量高的環(huán)境更有利于SRB生長［9］，鹽沼土壤POC含量存在的區(qū)域差異導致不同區(qū)域SRB含量明顯不同。

2008年8月份三個柱樣的上部21～22 cm層位SRB含量均分別高于下部層位(表2)。夏季氣溫較高，表土層有機質更新速度快，耗氧量大，易導致氧含量的相對不足。柱樣的21～22 cm層位的氧含量很可能不會抑制SRB的生長，該層位與有機質等養(yǎng)分的含量比下部土層高，這些均有利于SRB生長。

長江口鹽沼不同高程柱樣SRB含量的比較，呈現(xiàn)如下趨勢:光灘柱樣＞中潮灘柱樣＞高潮灘柱樣，這在兩個縱向剖面上表現(xiàn)一致(表2)。從高潮灘向光灘，經(jīng)受潮水淹沒的時間逐漸延長，土樣中氧含量逐漸減少，而含量逐漸增多，環(huán)境條件逐漸有利于SRB生長，從而導致SRB含量的上述灘面趨勢。崇明東灘鹽沼不同高程柱樣POC含量的高低趨勢［25］與SRB含量的上述趨勢恰好相反，有機質含量并未顯著影響鹽沼同一縱向剖面不同高程部位柱樣之間SRB含量的趨勢性變化。因此，在土壤POC含量較充足的情況下，土壤氧氣與含量是控制崇明東灘SRB生長的主要因素。這在海岸鹽沼不同高程柱樣之間表現(xiàn)得尤為突出。

圖1 長江口崇明東灘柱樣顆粒有機碳的深度分布Fig.1 Distribution of particulate organic carbon with depth at sites with different altitudes in the Chongmingdongtan salt marsh of the Yangtze Estuary

植物根際環(huán)境受根系分泌物直接影響，根際土壤的pH、水分、鹽分、營養(yǎng)成分等均不同于非根際土壤［26］。對比三類植被的根際土，高潮灘蘆葦根際環(huán)境的SRB含量最高，比高潮灘柱樣21～22 cm層位的SRB含量高兩個數(shù)量級，比51～52 cm層位的高一個數(shù)量級(表2)，表明蘆葦根際非常有利于SRB生長。中潮灘互花米草根際的SRB含量最低，亦遠低于同期中潮灘柱樣21～22 cm層位的SRB含量，表明互花米草根際環(huán)境不利于SRB生長，這很可能與互花米草根系分泌物抑制SRB生長有關。高潮灘藨草根際環(huán)境的SRB含量較高，比同期高潮灘柱樣21～22 cm層位的SRB含量高一個數(shù)量級，亦高于51～52 cm層位的SRB含量(表2)，表明藨草根際環(huán)境有利于SRB生長。不同類型植被的根際環(huán)境，SRB數(shù)量明顯不同，這是鹽沼植被制約有機質礦化的一個重要途徑。

3.1.2 異養(yǎng)菌的分布

在同一縱向剖面上，高潮灘柱樣不同深度層位的HB數(shù)量，明顯高于中潮灘和光灘柱樣的相應層位;中潮灘與光灘柱樣不同深度層位的HB數(shù)量分別相近，差異不明顯(表2)。

HB利用環(huán)境中的有機物作為碳源維持其正常生長代謝，土壤有機質含量是制約HB生長的一個重要因子;另外，土壤中的溶解氧也是限制HB生長的一個重要因素［27］。HB大部分為好氧微生物，只有在有氧的生境中才能氧化有機物獲得能量而生存。潮水漲落導致鹽沼不同高程部位被潮水浸沒的時間不同，由陸向海，灘面被潮水淹沒的時間逐漸延長，露空時間縮短。因此，高潮灘土壤中溶解氧的含量要高于中、低潮灘，更有利于HB氧化有機物獲得能量。高潮灘柱樣的POC含量明顯高于中潮灘(圖1)和低潮灘［25］，而中、低潮灘柱樣有機質含量［25］差異不明顯。同一縱向剖面的中潮灘與光灘柱樣的孔位相距不遠(表1)，這兩個高程柱樣相應層位的溶解氧含量可能相近。因此，同一縱向剖面從高潮灘向光灘，土壤有機質含量與土壤中氧含量的規(guī)律性變化造成HB數(shù)量的趨勢性變化。

同一縱向剖面的三個高程部位柱樣，其HB數(shù)量均隨深度增加而降低(表2)。由于柱樣的POC含量隨深度的趨勢性變化不顯著(圖1)，土壤中氧含量隨深度增大而降低可能是造成HB數(shù)量向下降低的主要原因?？v向剖面二的3個高程部位柱樣(表1)不同深度層位的HB數(shù)量，均明顯低于縱向剖面一的對應高程柱樣的相應深度層位的HB數(shù)量(表2)。這可能與縱向剖面二的3個高程部位柱樣的POC含量明顯低于縱向剖面一的對應高程柱樣的POC含量(圖1)有關。因此，鹽沼不同植被類型區(qū)域土壤POC含量的顯著差異導致這些區(qū)域HB數(shù)量明顯不同。這可能是鹽沼植被制約有機質礦化的又一個重要途徑。

鹽沼不同類型植被的根際土中，HB數(shù)量均高于非根際土(表2)，說明植物根際環(huán)境有利于多數(shù)HB的生長。不同類型植被的根際土HB含量之間的差異(表2)，可能與這些根際的有機質含量與氧含量等分別存在差異有關。

3.1.3 SRB和HB的比較

在一個縱向剖面上，每一個高程部位柱樣的同一取樣層位中，HB數(shù)量均明顯高于SRB的數(shù)量(表2)?？v向剖面一上，三個柱樣的21～22 cm層位，中潮灘與光灘柱樣的HB和SRB的含量均較可觀;高潮灘柱樣DT-01-2這一層位的HB數(shù)量是三個高程部位柱樣不同取樣層位HB數(shù)量的最高值，但該層位SRB的數(shù)量卻很少(表2)。

HB，尤其是SRB，其數(shù)量與多樣性同時受土壤層次、鹽濃度、pH、有機質含量、含氧量等因素的綜合影響［9，27］。HB是一類好氧的微生物，由于高潮灘受潮水淹沒時間較短，其表層土壤的氧氣含量較高，有利于HB的有氧呼吸;另外，土壤上部POC含量較高(圖1)，這些因素均有利于HB生長。SRB屬厭氧菌，較高的氧含量可以制約其生長。高潮灘受到潮水淹沒的機會較少，土壤氧氣含量較高含量較低，電子受體較少，這些因素導致柱樣DT-01-2上部21～22 cm層位SRB數(shù)量明顯減少。

2008年8月份高潮灘藨草根際土的SRB與HB的含量，分別低于2008年4月份高潮灘藨草根際土的SRB與HB含量(表2)，這可能與高潮灘柱樣DT-01-2的POC含量明顯高于柱樣DT-08-1(圖1)有關。2008年8月份高潮灘藨草根際土的SRB與HB的含量，分別明顯高于同期三個高程部位柱樣不同層位SRB與HB的含量值(表2)，再次說明藨草根際環(huán)境比非根際土更有利于SRB與HB生長。

不同類型植被根際土的HB數(shù)量對比，以及SRB數(shù)量的比較(表2)，說明SRB對植被根際環(huán)境的差異較敏感，而HB對根際環(huán)境的變化不太敏感。環(huán)境中的氧含量與有機質含量高，有利于HB生長。環(huán)境中較高的氧含量以及有機質與含量低，均不利于SRB生長。SRB對來自互花米草的有機成分比較敏感;在這種情況下，有機質含量高反而會抑制SRB生長。

不同縱向剖面之間，相同高程部位柱樣的比較，土壤有機質含量不同是導致不同柱樣微生物數(shù)量差異的主要因素。同一縱向剖面不同高程部位柱樣之間，灘面被潮水淹沒時間的長短導致的在土壤氧含量與含量方面的差異，是導致不同柱樣微生物數(shù)量差異的主要因素。從高潮灘向光灘，柱樣SRB含量呈增加趨勢，這與HB含量的灘面變化趨勢恰好相反(表2)。因此，由高潮灘向光灘，SRB在有機質礦化中的作用逐漸增強。

在不同時期、不同地點采集的土壤樣品，HB和SRB的數(shù)量分別存在顯著差異(表2)，說明細菌群落組成也可能有一定的季節(jié)性差異。這必然導致HB和SRB的數(shù)量、群落組成均發(fā)生一定變化。四月份的氣候條件可能更適宜菌體的繁殖與生長，具體機制有待于進一步研究。

3.2 土壤有機質對SRB與HB的影響

土壤顆粒有機碳δ13C值與POC含量的相關關系可以指示有機質礦化特征的復雜程度［28］，對于有機質的來源與組成具有很好的指示意義。高潮灘柱樣DT-08-1的δ13C～POC相關關系差(圖2)，說明處于不同礦化階段的有機質組分混雜;中潮灘柱樣DT-08-2的δ13C～POC相關關系顯著，表明有機質組分的礦化程度較一致。因此，高潮灘有機質組成較復雜，而中潮灘有機質組成相對簡單。縱向剖面二的鹽沼植被屬于崇明東灘的土著類型;對于崇明東灘土著植被區(qū)，已有研究中的δ13C與POC含量的相關關系特征［29］與上述結果一致。

互花米草為C4植物，2008年4月份高潮灘柱樣(DT-01-2)的δ13C與POC含量成正相關(圖2)，表明來自互花米草的有機物質在該高程部位土壤有機質中占主導地位。由于互花米草根際的SRB含量最低(表2)，源于互花米草的有機成分很可能抑制SRB的生長。因此，柱樣DT-01-2上下的SRB含量均較低(表2)。中潮灘柱樣(DT-02-1)的δ13C與POC含量為弱的負相關(圖2)，與以長江徑流攜帶泥沙為母質的鹽沼土壤剖面的這一關系［29］一致。這表明柱樣DT-02-1的有機質中，原始母質有機質成分占主導地位，來自互花米草的有機物質并未顯著改變土壤有機質的組成。地表植被為互花米草的中潮灘柱樣DT-02-1，其SRB含量反而比POC含量高的高潮灘柱樣DT-01-2(圖1)相應層位的高(表2)。因此，環(huán)境中的有機質成分可能是制約SRB生長的又一因素。

土壤有機質含量高，有利于HB生長，但不一定有利于SRB生長。SRB對有機質成分敏感，來自互花米草的有機質成分會抑制SRB生長。這不利于SRB通過硫酸鹽還原作用進行有機質礦化。因此，源于互花米草的有機質的礦化可能主要由HB完成。柱樣DT-01-2的HB含量很高(表2)，來自互花米草的有機物質在該柱樣土壤有機質中占主導地位，這些均支持上述推斷。

圖2 長江口崇明東灘柱樣δ13C值與POC含量相關關系特征Fig.2 Correlation between δ13C of particulate organic carbon and POC content for cores at different altitudes in the Chongmingdongtan saltmarsh of the Yangtze Estuary

高潮灘柱樣 DT-08-1的 δ13C平均值為-24.52‰，而DT-01-2的為-19.73‰。中潮灘柱樣DT-08-2的δ13C平均值為 -22.06‰，柱樣 DT-02-1的為-22.92‰。同一縱向剖面，高潮灘與中潮灘柱樣δ13C平均值對比，柱樣DT-08-1的低于DT-08-2，而柱樣DT-01-2的明顯高于DT-02-1柱。因此，在不同植被類型的縱向剖面上，由高潮灘向中潮灘有機質組成的變化趨勢并不一致，反映了鹽沼有機質組成的區(qū)域性差異。

鹽沼土壤有機質的含量與組成對SRB與HB的影響不同，表明作為土壤有機質重要來源的鹽沼植被［25］，在鹽沼有機質的累積與礦化過程中的作用復雜。因此，研究SRB與HB對某些有機質成分的敏感性，確定鹽沼不同類型植被對土壤微生物的影響，對于鹽沼有機質礦化過程研究具有重要意義。

3.3 SRB與硫酸鹽還原作用

崇明東灘鹽沼高潮灘與中潮灘不同柱樣Cl-/摩爾比的深度特征各異(圖3)，指示鹽沼柱樣垂向上硫酸鹽還原作用的復雜性。不同柱樣的Cl-/摩爾比總體偏低，大部分小于19.33，僅柱樣DT-01-2若干層位的這一比值大于19.33(圖3)。高潮灘柱樣 DT-01-2的 SRB含量并不高(表2)，但摩爾比指示該柱樣若干層位發(fā)生了明顯的硫酸鹽還原作用。這可能與該高潮灘部位經(jīng)受潮水淹沒的機會較少，柱樣處于相對封閉狀態(tài)，后續(xù)加入的Cl-與較少有關。因此，柱樣DT-01-2若干層位摩爾比大于19.33，較真實地反映了的消耗，指示硫酸鹽還原作用的發(fā)生。

圖3 崇明東灘高潮灘與中潮灘柱樣摩爾比的深度特征Fig.3 Vertical variations in molar ratio of Cl-tofor cores at high tidal flat and middle tidal flat of the Chongmingdongtan saltmarsh

2008年4月份中潮灘柱樣DT-02-1的SRB含量可觀(表2)，但該柱樣摩爾比均小于19.33(圖3)，表明有不明來源的加入。該柱樣摩爾比隨深度呈增大趨勢(圖3)，說明自上向下，由于不斷被消耗，硫酸鹽還原作用更為明顯。這與該柱樣自上向下SRB含量增加(表2)是一致的。

入海河口鹽沼是一個開放的環(huán)境，受到來自海洋與陸地物質的雙重影響。相對于海水，長江徑流的Cl-與的濃度很低;但是，流域污染以及近河口段工業(yè)污水的非達標排放，均可能提高長江徑流中Cl-與的濃度。另外，縱向剖面二附近存在放牧現(xiàn)象，大型食草動物的排泄物很可能加劇對鹽沼本底的污染。因此，來自長江流域的污染以及鹽沼現(xiàn)場放牧活動均導致鹽沼柱樣孔隙水濃度高于其本底值，從而掩蓋了由于硫酸鹽還原作用引起的消耗。這大大增加了利用孔隙水摩爾比定量判斷硫酸鹽還原作用強度的難度;在一些層位，利用該比值只能做定性或半定量的推斷。

4 結論

(1)崇明東灘鹽沼柱樣SRB含量自高潮灘向光灘增加，這是自高潮灘向光灘土樣氧含量逐漸減少，含量逐漸增加造成的。柱樣POC含量并未顯著影響SRB含量的灘面趨勢，土壤含氧量與含量是制約SRB生長的關鍵因素。高潮灘柱樣不同深度層位的HB數(shù)量，明顯大于中潮灘和光灘柱樣的相應層位，這是由于高潮灘柱樣氧含量與POC含量分別大于中、低潮灘柱樣所致。不同柱樣HB數(shù)量均隨深度增大而降低，土壤氧含量隨深度增大而下降是主要原因。鹽沼土壤POC含量高的區(qū)域，其HB數(shù)量明顯大于土壤POC含量低的區(qū)域。

(2)不同植被根際SRB含量呈現(xiàn):高潮灘蘆葦＞高潮灘藨草＞中潮灘互花米草。蘆葦根際最有利于SRB生長，藨草根際次之;互花米草根際不利于SRB生長，很可能與互花米草根系分泌物抑制SRB生長有關。不同類型植被根際的SRB數(shù)量明顯不同，根際HB數(shù)量均高于非根際土。SRB對植被根際環(huán)境的變化較敏感，而HB則不太敏感。根際環(huán)境對SRB與HB的影響，是鹽沼植被制約有機質礦化的一個重要途徑。

(3)土壤有機質含量是導致不同縱向剖面相同高程部位柱樣之間微生物數(shù)量差異的主要因素。同一縱向剖面不同高程部位柱樣之間在土壤氧含量與含量方面的差異，是導致這些柱樣微生物數(shù)量差異的主要因素。自高潮灘向光灘柱樣SRB含量增加，SRB在有機質礦化中的作用逐漸增強;這與HB含量的灘面趨勢恰好相反。SRB對來自互花米草的有機成分比較敏感，互花米草成分含量較高的有機質很可能抑制SRB生長。源于互花米草的有機質組分的礦化可能主要由HB完成。

致謝 在野外作業(yè)與室內分樣期間，得到環(huán)境科學系研究生崔玉雪、李丹的大力協(xié)助;在室內分析過程中得到張國森、崔瑩與吳瑞明老師等的熱情指導，在此表示衷心感謝。

References)

1 Mitsch W J，Gossilink J G.Wetlands(the third edition)［M］.New York:John Wiley＆ Sons，Inc.，2000:261-305

2 Raymond P A，Bauer J E，Cole J J.Atmospheric CO2evasion，dissolved inorganic carbon production，and net heterotrophy in the York River Estuary［J］.Limnology ＆ Oceanography，2000，45:1707-1717

3 Cai WJ，Wang YC，Krest J，et al.The geochemistry of dissolved inorganic carbon in a surficial groundwater aquifer in North Inlet，South Carolina，and the carbon fluxes to the coastal ocean［J］.Geochimica et Cosmochimica Acta，2003，67(4):631-637

4 劉興土.我國濕地的主要生態(tài)問題及治理對策［J］.濕地科學與管理，2007，1(3):18-22［Liu Xingtu.Main ecological problems of wetlands in China and their countermeasures［J］.Wetland Science ＆Management，2007，1(3):18-22］

5 Weston N B，Porubsky W P，Samarkin V A，et al.Porewater stoichiometry of terminal metabolic products，sulfate，and dissolved organic carbon and nitrogen in estuarine intertidal creek-bank sediments［J］.Biogeochemistry，2006，77:375-408

6 幸穎，劉常宏，安樹青.海岸鹽沼濕地土壤硫循環(huán)中的微生物及其作用［J］.生態(tài)學雜志，2007，26(4):577-581［Xing Ying，Liu Changhong，An Shuqing.Microbes and their functions in sulfur cycle of coastal salt marsh sediments ［J］.Chinese Journal of Ecology，2007，26(4):577-581］

7 孫炳寅，經(jīng)美德.廢黃河口鹽沼土硫酸鹽還原速率的研究［J］.應用生態(tài)學報，1990，1(3):248-253［Sun Bingyin，Jing Meide.A study on sulfate reduction in salt marsh near the estuary of obsolete Huanhghe River［J］.Journal of Applied Ecology，1990，1(3):248-253］

8 Miley G A，Kiene R P.Sulfate reduction and porewater chemistry in a gulf coast Juncus roemerianus(Needlerush)marsh ［J］.Estuaries，2004，27(3):472-481

9 Barton L L.Sulfate-reducing Bacteria［M］.New York:Plenum Press，1995:1-22，217-234

10 丁浩，凌云，徐亞同，等.夢清園蘆葦濕地根際微生物特性初步研究［J］.四川環(huán)境，2007，26(2):6-10［Ding Hao，Ling Yun，Xu Yatong，et al.Investigation on rhizosphere microbes of bulrush wetland of Mengqing Garden ［J］.Sichuan Environment，2007，26(2):6-10］

11 Kostka J E，Gribsholt B，Petrie E，et al.The rates and pathways of carbon oxidation in bioturbated saltmarsh sediments［J］.Limnology and Oceanography，2002，47(1):230-240

12 Hyun J H，Smith A C，Kostka J E.Relative contributions of sulfateand iron(III)reduction to organic matter mineralization and process controls in contrasting habitats of the Georgia saltmarsh［J］.Applied Geochemistry，2007，22(12):2637-2651

13 裴希超，許艷麗，魏巍.濕地生態(tài)系統(tǒng)土壤微生物研究進展［J］.濕地科學，2009，7(2):181-186［Pei Xichao，Xu Yanli，Wei Wei.A review on soil microorganisms in wetland ecosystem ［J］.Wetland Science，2009，7(2):181-186］

14 王紅麗，肖春玲，李朝君，等.崇明東灘濕地土壤有機碳空間分異特征及影響因素［J］.農業(yè)環(huán)境科學學報，2009，28(7):1522-1528［Wang Hongli，Xiao Chunling，Li Chaojun，et al.Spatial variability of organic carbon in the soil of wetlands in Chongming Dongtan and its influnetial factors［J］.Journal of Agro-Environment Science，2009，28(7):1522-1528］

15 袁琦，崔玉雪，陳慶強，等.崇明東灘潮間帶硫酸鹽還原菌及有機質含量的初步研究［J］.環(huán)境科學，2010，31(9):170-175［Yuan Qi，Cui Yuxue，Chen Qingqiang，et al.Primary study on contents of sulfate reducing bacteria(SRB)and organic matter from intertidal zone of Chongming Dongtan［J］.Environmental Science，2010，31(9):170-175］

16 袁興中，陸健健，劉紅.河口鹽沼植物對大型底棲動物群落的影響［J］.生態(tài)學報，2002，22(3):326-333［Yuan Xingzhong，Lu Jianjian，Liu Hong.Influence of characteristics of Scirpus mariqueter community on the benthic macro-invertebrate in a salt marsh of the Changjiang Estuary［J］.Acta Ecologica Sinica，2002，22(3):326-333］

17 上海市海岸帶和海涂資源綜合調查報告編寫組.上海市海岸帶和海涂資源綜合調查報告［M］.上海:上?？茖W技術出版社，1988［Editorial Group of Shanghai Coastal Zone and Tidal Flat Resources Comprehensive Investigation.Report of Shanghai Coastal Zone and Tidal Flat Resources Comprehensive Investigation［M］.Shanghai:Shanghai Scientific ＆ Technological Publisher，1988］

18 袁興中，陸健健.長江口島嶼濕地的底棲動物資源研究［J］.自然資源學報，2001，16(1):37-41［Yuan Xingzhong，Lu Jianjian.Studies on zoobenthos resources in the islands of the Changjiang estuary［J］.Journal of Natural Resources，2001，16(1):37-41］

19 上海市海島資源綜合調查報告編寫組.上海市海島資源綜合調查報告［M］.上海:上?？茖W技術出版社，1996:13-19，22-31，121-128［Editorial Group of Shanghai Island Comprehensive Investigation.Report of Shanghai Islands Comprehensive Investigation［M］.Shanghai:Shanghai Scientific＆ Technological Publisher，1996:13-19，22-31，121-128］

20 楊世倫，陳沈良，王興放.長江口未來環(huán)境演變的若干影響因子及減災對策［J］.自然災害學報，1997，6(4):74-81［Yang Shilun，Chen Shenliang，Wang Xingfang.Controlling factors of changes of natural environment and countermeasures in the Yangtze River Estuary［J］.Journal of Natural Disasters，1997，6(4):74-81］

21 范代讀，李從先，陳美發(fā)，等.長江三角洲泥質潮坪沉積間斷的定量分析［J］.海洋地質與第四紀地質，2001，21(4):1-6［Fan Daidu，Li Congxian，Chen Meifa，et al.Quantitative analyses on diastems of the mudflat deposits in the Yangtze River Delta［J］.Marine Geology＆ Quaternary Geology，2001，21(4):1-6］

22 何小勤，戴雪榮，劉清玉，等.長江口崇明東灘現(xiàn)代地貌過程實地觀測與分析［J］.海洋地質與第四紀地質，2004，24(2):23-27［He Xiaoqin，Dai Xuerong，Liu Qingyu，et al.Observation and analysis of the process of present-day morphology in the Chongming tidal flat of the Yangtze River Estuary［J］.Marine Geology ＆ Quaternary Geology，2004，24(2):23-27］

23 Yuan L，Zhang L Q，Xiao D R，et al.The application of cutting plus waterlogging to control Spartina alterniflora on saltmarshes in the Yangtze Estuary，China ［J］.Estuarine，Coastal and Shelf Science，2011，92(1):103-110

24 許光輝，鄭洪元.土壤微生物分析方法手冊［M］.北京:農業(yè)出版社，1986［Xu Guanghui，Zheng Hongyuan.Analytical Methods for Soil Microbes［M］.Beijing:Agriculture Press，1986］

25 陳慶強，周菊珍，孟翊，等.長江口鹽沼灘面演化的有機碳累積效應［J］.自然科學進展，2007，17(5):614-623［Chen Qingqiang，Zhou Juzhen，Meng Yi，et al.Accumulation of organic carbon during evolution of the tidal flat in the Yangtze Estuary［J］.Progress in Natural Science，2007，17(5):614-623］

26 張福鎖，曹一平.根際動態(tài)過程與植物營養(yǎng)［J］.土壤學報，1992，29(3):239-250［Zhang Fusuo，Cao Yiping.Rhizosphere dynamics and plant nutrition ［J］.Acta Pedologica Sinica，1992，29(3):239-250］

27 周德慶.微生物學教程［M］.北京:高等教育出版社，1993:99-121，193-199［Zhou Deqing.Microbiology［M］.Beijing:High Education Press，1993:99-121，193-199］

28 陳慶強，沈承德，孫彥敏，等.土壤有機碳含量與同位素特征［J］.生態(tài)學雜志，2007，26(9):1327-1334［Chen Qingqiang，Shen Chengde，Sun Yanmin，et al.Characteristics of soil organic carbon and its isotopic compositions［J］.Chinese Journal of Ecology，2007，26(9):1327-1334］

29 Chen Q Q，Gu H Q，Zhou J Z，et al.Trends of soil organic matter turnover in the salt marsh of the Yangtze River Estuary［J］.Journal of Geographical Sciences，2007，17(1):101-113