顏燕燕 林嘯

摘要 [目的]研究閩江河口土壤氮礦化速率對(duì)干土的響應(yīng)。[方法]選取閩江河口鱔魚灘高潮灘秋茄[Kandelia candel （Linn.） Druce）]蘆葦（Phragmites australis）、互花米草（Spartina alterniflora）和咸草（Cyperus malaccensis）4種不同植被覆被的沼澤濕地采樣，以這4種不同土壤的鮮土樣與風(fēng)干土樣為供試材料進(jìn)行室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)，分析pH、水含量和NH4+-N、NO-2-N、NO3--N含量，研究干土效應(yīng)對(duì)土壤氮礦化作用的影響。[結(jié)果]鮮土無明顯的硝化作用，氨化作用是其主要的氮礦化來源。鮮土礦化速率表現(xiàn)為互花米草[2.63±0.48 μg/（g·h）]>蘆葦[2.39±0.05 μg/（g·h）]>咸草[2.20±0.47 μg/（g·h）]>秋茄[1.94±0.29 μg/（g·h）]。而風(fēng)干土復(fù)水試驗(yàn)結(jié)果表明，秋茄和咸草風(fēng)干土的最佳復(fù)水時(shí)間均為4 d，而互花米草和蘆葦則為4～7 d。[結(jié)論]該研究可為氮循環(huán)研究提供參考。

關(guān)鍵詞 氮；干土效應(yīng)；礦化作用；濕地；閩江口

中圖分類號(hào) S153.6 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼 A 文章編號(hào) 0517-6611（2018）02-0100-05

Abstract [Objective]The aim is to study the responses of soil nitrogen mineralization characteristics to dry soil effect in Min River estuary.[Method]With incubation test，responses of soil nitrogen mineralization characteristics in Min River estuary to dry soil effect were studied.The soil samples included dried soil and wet soil，which were collected from the brackish marsh of Kandelia candel （Linn.） Druce，Phragmites australis，Spartina alterniflora，and Cyperus malaccensis in Shanyutan wetland.Various soil properties were measured including the pH，moisture，and the contents of NH4+-N，NO-2-N，and NO3--N.[Result]Wet soil mineralization rate was WH [2.63±0.48 μg/（g·h）]> WL[2.39±0.05 μg/（g·h）]>WX [2.20±0.47 μg/（g·h）]> WQ[1.94±0.29 μg/（g·h）].The fresh soil nitrification was no obvious，and the ammonification was the main source of nitrogen mineralization.Dry soil effect experiments showed that 4 days was the best time of incubation for sediments covered by Kandelia candel （Linn.） Druce and Cyperus malaccensis，while 4 to 7 days for Phragmites australis and Spartina alterniflora.[Conclusion]The research can provide reference for studying nitrogen cycle.

Key words Nitrogen；Dry soil effect；Mineralization；Wetland；Min River estuary

河口濕地是河流生態(tài)系統(tǒng)和海洋生態(tài)系統(tǒng)間的生態(tài)交錯(cuò)帶，具有復(fù)雜的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能[1]，其較高的初級(jí)生產(chǎn)力和生物活性對(duì)河口濕地營養(yǎng)鹽組分動(dòng)態(tài)變化起到重要的作用[2]。氮既是陸地生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力的主要限制因素，也是河口濕地土壤中的關(guān)鍵生源要素，其含量的變化顯著影響濕地生態(tài)系統(tǒng)的生產(chǎn)力。此外，全球氮肥過量排放輸入濕地，造成嚴(yán)重的河口富營養(yǎng)化環(huán)境問題，引起極大的關(guān)注[3]。河口濕地土壤是氮素的重要源、匯及轉(zhuǎn)化器，常作為凈化陸源污染物的主要方式。因此，研究濕地土壤氮素礦化作用對(duì)于了解濕地系統(tǒng)氮素循環(huán)與轉(zhuǎn)化具有重要意義。

土壤氮礦化作用是指土壤中的有機(jī)氮在微生物作用下，將其轉(zhuǎn)化為NH+4-N、NO-3-N等無機(jī)態(tài)氮形式[4]。氮礦化速率的測(cè)定常以室內(nèi)分析為主，因此土壤樣品必須經(jīng)風(fēng)干、挑根、磨土及過篩等處理。而這一處理過程常常會(huì)導(dǎo)致土壤理化性質(zhì)的改變[5]。這種現(xiàn)象往往又被稱為“Birch效應(yīng)”或“干土效應(yīng)”[6-7]。Russell[8]認(rèn)為，干土效應(yīng)最大的特點(diǎn)就是土壤有機(jī)物的分解速率升高和水解性氮含量的增加。因此，為了獲取更貼近自然實(shí)際的數(shù)據(jù)，大多數(shù)研究者總是優(yōu)先采用新鮮土壤樣品進(jìn)行研究。但要保持土壤的新鮮狀態(tài)是比較困難的，所以研究者往往不得不采用風(fēng)干土代替新鮮土。對(duì)于風(fēng)干土礦化作用的研究及其對(duì)草原、森林及農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)干濕交替的響應(yīng)研究已有不少的報(bào)道，然而針對(duì)亞熱帶典型感潮河口不同植被覆被高潮灘濕地的風(fēng)干土研究卻較少。林江輝等[7]利用旱地紅壤的風(fēng)干土與新鮮土作為研究對(duì)象，探討干土效應(yīng)對(duì)土壤礦化作用及生物組成的影響。研究發(fā)現(xiàn)，紅壤風(fēng)干土經(jīng)過復(fù)水試驗(yàn)后，土壤微生物的數(shù)量有多于新鮮土的趨勢(shì)，且風(fēng)干土的礦化率也顯著高于新鮮土（P<0.05）。劉艷麗等[9]通過人為控制室內(nèi)試驗(yàn)，研究淹水條件及慢速干燥對(duì)紅壤水稻土氮礦化的影響，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，干濕交替過程導(dǎo)致土壤氮礦化降低35%～80%。劉云凱等[10]通過研究干濕處理對(duì)中溫帶次生林和落葉松工林0～10 cm的表層土壤有機(jī)質(zhì)礦化速率的變化規(guī)律，發(fā)現(xiàn)有機(jī)碳礦化受溫度和濕度的綜合影響，隨溫度升高，干濕交替造成次生林土壤碳礦化速率更高。Jin等[11]通過探討美國德克薩斯州大草原黑土區(qū)的土壤微生物氮礦化對(duì)干濕處理的響應(yīng)研究發(fā)現(xiàn)，凈氮礦化作用受土壤類型和土壤中的垃圾成分的影響。目前，對(duì)于河口濕地土壤氮素礦化也有不少研究，潘齊坤等[12]探究九龍江口濱海濕地表層土壤中氮的形態(tài)與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性，發(fā)現(xiàn)位于低潮位的土壤由于淹水頻率高，不利于氮的礦化過程。在周期性潮汐的強(qiáng)烈影響下，沿海感潮河口濕地的生物地球化學(xué)循環(huán)過程對(duì)土壤礦化作用的干土效應(yīng)的響應(yīng)會(huì)更加復(fù)雜，然而目前針對(duì)河口濕地土壤氮循環(huán)過程的干土效應(yīng)研究尚鮮見報(bào)道。

閩江口濕地作為中國東南沿海地區(qū)重要的潮灘濕地，是閩江入海時(shí)攜帶能量及物質(zhì)流的必經(jīng)之地。該研究在閩江河口的鱔魚灘濕地布設(shè)采樣點(diǎn)，研究了不同植被覆被濕地風(fēng)干土復(fù)水后的礦化特性，對(duì)比新鮮土相應(yīng)的礦化作用，旨在了解土壤氮素礦化特性的干土效應(yīng)，明確風(fēng)干土的不同加水維持時(shí)間對(duì)氮素礦化作用的影響程度和機(jī)理，以為解決氮源污染、提高氮素利用率和減少氮素?fù)p失提供理論基礎(chǔ)，同時(shí)，對(duì)閩江口濕地生態(tài)演替機(jī)理及氮循環(huán)的深入研究等具有重要意義。

1 研究區(qū)概況與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

鱔魚灘濕地位于福建省長(zhǎng)樂市閩江入?？冢▓D1），地理坐標(biāo)為26°00′36″～26°03′42″N，119°34′12″～119°40′40″E，是閩江河口面積最大（約3 120 hm2）的天然潮灘濕地[13]。該區(qū)地處中亞熱帶和南亞熱帶過渡區(qū)，氣候暖熱濕潤(rùn)，年均溫約20 ℃，年均降水量約1 400 mm[14]。采樣點(diǎn)位于鱔魚灘濕地高潮灘區(qū)域，屬半咸水沼澤。濕地土壤的機(jī)械組成以粉粒為主，其含量平均值約為67%，黏粒含量（約26%）次之，砂粒含量（約7%）最低[15]。土壤全碳（TC）含量約為16.93 g/kg，全氮（TN）含量約為1.92 g/kg[16]，碳氮比（C/N）約為10[17]。區(qū)內(nèi)廣布土著種草本植被蘆葦（Phragmites australis）、短葉茳芏（又名咸草）（Cyperus malaccensis）以及近年來的入侵物種互花米草（Spartina alterniflora）等，少量分布人工種植恢復(fù)的紅樹林植被秋茄[Kandelia candel （Linn.） Druce][14]。

1.2 樣品采集

于2014年12月，選取閩江河口區(qū)的鱔魚灘濕地秋茄、蘆葦、互花米草和咸草4種不同植被覆被的高潮灘濕地作為采樣點(diǎn)。在退潮時(shí)，首先將采樣點(diǎn)的植被齊地剪去，接著使用自制采集器采集0～5 cm表層土，以Q（秋茄濕地）、L（蘆葦濕地）、H（互花米草濕地）和X（咸草濕地）表示4個(gè)不同采樣點(diǎn)的土壤。每個(gè)樣點(diǎn)取3個(gè)平行樣，在野外充分?jǐn)噭?、混合，再將其均分?份，裝入自封袋中。待土樣運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室后，一份置于0～4 ℃的冰箱內(nèi)保鮮作為培養(yǎng)的供試土樣，另一份自然風(fēng)干挑去活體根系后，過2 mm篩于密閉自封袋中保存?zhèn)錅y(cè)。供試土樣的部分理化性質(zhì)見表1。

1.3 試驗(yàn)設(shè)計(jì)與培養(yǎng)方法

將過2 mm篩的風(fēng)干土均勻滴加蒸餾水，使各土樣達(dá)到風(fēng)干前的含水量，之后與鮮土樣一同進(jìn)行礦化試驗(yàn)（培養(yǎng)10 d）。試驗(yàn)包括8種土樣：①秋茄風(fēng)干土（DQ）；②蘆葦風(fēng)干土（DL）；③互花米草風(fēng)干土（DH）；④咸草風(fēng)干土（DX）；⑤秋茄鮮土（WQ）；⑥蘆葦鮮土（WL）；⑦互花米草鮮土（WH）；⑧咸草鮮土（WX）。

1.3.1 鮮土礦化作用試驗(yàn)。

稱取10.00 g不同植被覆被潮灘的鮮土置于100 mL離心管中，后往離心管中加入40 mL培養(yǎng)緩沖液[18]，25℃黑暗環(huán)境中，搖床150 r/min，培養(yǎng)24 h后，加入10 mL 2 mol/L KCl溶液，充分振蕩，過濾，利用連續(xù)流動(dòng)分析儀（SKALAR SAN++）測(cè)定提取液中可交換態(tài)無機(jī)氮（NH+4-N、NO-2-N和NO-3-N）含量。

1.3.2 干土效應(yīng)試驗(yàn)。

稱取5.00 g過2 mm篩的風(fēng)干土置于100 mL的離心管中，按各自鮮土含水量加水后，管口覆蓋一薄層醫(yī)用脫脂棉以減少土壤水分蒸發(fā)，置于室溫下培養(yǎng)，根據(jù)蒸發(fā)量每日定時(shí)補(bǔ)水一次。設(shè)置0、4、7和10 d為培養(yǎng)時(shí)間梯度組，每組每個(gè)梯度設(shè)3次重復(fù)，同時(shí)設(shè)空白組（不加土樣）。在培養(yǎng)的第0、4、7和10天取樣測(cè)定，繼續(xù)往離心管中加入40 mL培養(yǎng)緩沖液，于25 ℃黑暗環(huán)境中，搖床150 r/min，培養(yǎng)24 h后，加入10 mL 2 mol/L KCl溶液，充分振蕩，過濾，利用連續(xù)流動(dòng)分析儀（SKALAR SAN++）測(cè)定浸提液中可交換態(tài)無機(jī)氮（NH+4-N、NO-2-N和NO-3-N）含量。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

采用礦化速率表征土壤氮礦化作用，同時(shí)計(jì)算氨化速率和硝化速率，硝化作用與氨化作用和鮮土礦化作用試驗(yàn)同步進(jìn)行。干土與鮮土樣礦化速率、硝化速率和氨化速率分別按照培養(yǎng)前后的NO-x+NH+4含量差異、NO-x含量差異以及NH+4含量差異進(jìn)行計(jì)算[20-21]。

采用Excel 2013和Origin 8.0軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行分析和圖表制作。采用SPSS 17.0統(tǒng)計(jì)軟件對(duì)試驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行單因子方差分析（ANOVA），進(jìn)行不同培養(yǎng)時(shí)間氮礦化量和氮礦化速率的比較，用LSD多重比較法檢驗(yàn)研究對(duì)象及處理間的差異顯著性。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同植被覆被土壤鮮土的無機(jī)氮含量

閩江口鱔魚灘濕地土壤的無機(jī)氮含量見圖2。因亞硝態(tài)氮（NO-2-N）含量過低，與其他無機(jī)氮含量相差2個(gè)數(shù)量級(jí)，故此處不予討論。不同植被覆被濕地土壤的無機(jī)氮（NO-3-N+NH+4-N）總量平均值由高到低為：蘆葦[（24.81±0.53）mg/kg]、咸草[（18.07±0.74）mg/kg]、互花米草[（16.75±0.33）mg/kg]、秋茄[（12.01±0.32）mg/kg]。同時(shí)，土壤NH+4-N和NO-3-N的含量也表現(xiàn)出相同的趨勢(shì)。方差分析結(jié)果表明，NO-3-N含量表現(xiàn)為任意2種土壤均存在顯著差異性（P<0.05）。NH+4-N為秋茄、蘆葦、互花米草和咸草4種土壤中無機(jī)氮的主要存在形式，其含量占無機(jī)氮總含量的比例分別為：64.30%、77.27%、70.52%和70.47%。

2.2 不同植被覆被土壤鮮土的氮礦化速率特征

從總體上

看，土壤平均礦化速率由高到低為：互花米草、蘆葦、咸草、秋茄；氨化速率和硝化速率由高到低均表現(xiàn)為：秋茄、蘆葦、互花米草、咸草（表2）。方差分析結(jié)果表明，不同植被覆被土壤的氮礦化速率和氨化速率均無顯著差異（P>0.05）。然而，硝化速率則表現(xiàn)略有差異，其中，秋茄土壤的硝化速率為正值，而其他3種植被土壤卻為負(fù)值。表明冬季閩江口鱔魚灘濕地不同植被覆被高潮灘的土壤主要表現(xiàn)為礦化作用和氨化作用，氨化作用是主要的氮礦化來源，且無明顯的硝化作用，主要原因可能為：一是高潮灘的高淹水頻率使土壤呈厭氧狀態(tài)，導(dǎo)致硝化細(xì)菌的死亡或休眠，硝化作用受到抑制，而同時(shí)由于厭氧細(xì)菌分解有機(jī)質(zhì)對(duì)電子受體的需要，引起硝態(tài)氮充當(dāng)電子受體而被異化還原為銨（DNRA）[22]；二是土壤中的NO-3-N顯著低于NH+4-N（圖2），土壤反硝化作用強(qiáng)于硝化作用，硝化產(chǎn)生的NO-3-N迅速被反硝化作用所消耗。

2.3 不同植被覆被土壤干土礦化速率及復(fù)水效應(yīng)

對(duì)4種不同植被型土壤的風(fēng)干土進(jìn)行復(fù)水試驗(yàn)后發(fā)現(xiàn)，第0天所有風(fēng)干土的礦化速率均低于鮮土礦化速率（圖3），其下降百分比由大到小依次表現(xiàn)為：蘆葦（44.75%）、秋茄（29.14%）、互花米草（16.31%）、咸草（15.51%）（圖3），說明風(fēng)干土需通過復(fù)水才可恢復(fù)土壤的生態(tài)活性（激活效應(yīng)）。秋茄和咸草風(fēng)干土復(fù)水后的礦化速率均隨培養(yǎng)天數(shù)增加呈現(xiàn)逐漸升高的趨勢(shì)，在第4天的礦化速率分別為2.13和2.28 μg/（g·h），與鮮土礦化速率比較，分別提高9.78%、3.64%；在第7天均顯示出最大礦化速率，分別為2.28和4.78 μg/（g·h），與鮮土礦化速率比較，分別提高了17.53%和117.27%。蘆葦和互花米草的土壤礦化速率也有相似的變化趨勢(shì)，礦化速率均隨培養(yǎng)天數(shù)增加呈現(xiàn)“下降—升高—下降”的波動(dòng)趨勢(shì)，且在培養(yǎng)的第4天和第10天二者均出現(xiàn)負(fù)值，然而培養(yǎng)第7天的土壤礦化速率達(dá)到最大值，分別為3.79和3.89 μg/（g·h），與鮮土礦化速率比較，分別提高了58.58%和47.91%。秋茄和咸草風(fēng)干土的最佳復(fù)水時(shí)間均為4 d；而互花米草和蘆葦復(fù)水試驗(yàn)的結(jié)果波動(dòng)性均較大，其最佳的復(fù)水時(shí)間應(yīng)為4～7 d，確定值有待進(jìn)一步的研究論證。

3 討論

3.1 不同植被型對(duì)土壤氮礦化作用的影響

土壤氮礦化作用是指有機(jī)氮在微生物作用下轉(zhuǎn)化為礦質(zhì)氮（NH+4+NO-3）的總過程[23]。研究表明，4種不同植被土壤的氮礦化速率均呈現(xiàn)正值，表明此時(shí)土壤的有機(jī)氮向無機(jī)氮轉(zhuǎn)化，無機(jī)氮為凈積累。但秋茄土壤的氮礦化速率較其他3種土壤偏低，但并未表現(xiàn)出顯著差異，主要原因可能為：一是與土壤水熱條件、養(yǎng)分條件等土壤環(huán)境有關(guān)[24]。在該試驗(yàn)區(qū)域內(nèi)，秋茄植被由于具有促淤保灘的特性，其土壤的含水量較其他3種土壤低，這與Haramoto等[25]的結(jié)論一致。Haramoto等[25]在甘藍(lán)田地探討免耕和覆蓋作物能否促進(jìn)土壤氮礦化時(shí)發(fā)現(xiàn)，低水分在一定程度上限制了土壤氮礦化。二是在該試驗(yàn)的研究區(qū)域內(nèi)，秋茄覆被土壤淹水頻率相對(duì)較高，導(dǎo)致土壤的透氣性相對(duì)較差，造成土壤中的厭氧微生物生長(zhǎng)和反硝化活躍，一部分的無機(jī)氮會(huì)以氣體形式散失，因此，由反硝化作用引起的氮損失不僅可以解釋秋茄土壤無機(jī)氮含量低，也可以解釋其氮礦化速率較低[26]。三是在該試驗(yàn)區(qū)域，秋茄覆被土壤所在灘面位置相對(duì)較低，更易受潮汐的影響，水淹時(shí)間更長(zhǎng)，土壤中的礦質(zhì)氮素更易溶解于潮水而受到損失。

另外，蘆葦、互花米草和咸草3種植被型土壤鮮樣的氮礦化速率從高到低依次為互花米草土壤、蘆葦土壤、咸草土壤，三者也并未表現(xiàn)出顯著差異。不同植被類型對(duì)于土壤氮礦化有著顯著的影響，如Knoepp等[27]在阿巴拉契亞南部對(duì)不同植被和海拔高度的氮礦化速率長(zhǎng)達(dá)6年的研究結(jié)果表明，植被類型是氮礦化速率的主要控制因素，因?yàn)橹脖活愋涂梢酝ㄟ^調(diào)節(jié)氮的轉(zhuǎn)化速率，從而控制土壤的特性。另一方面，凋落物也可能是導(dǎo)致不同植被類型土壤氮礦化速率的影響因素，因?yàn)榈蚵湮锓纸廨斎胪寥篮罂纱龠M(jìn)土壤有機(jī)質(zhì)含量增加，從而促進(jìn)土壤氮礦化速率升高[28]。劉白貴[29]對(duì)該研究區(qū)域3種大型挺水植物凋落物的研究指出，3種植被凋落物分解速率從大到小依次為咸草、互花米草、蘆葦，這與互花米草土壤氮礦化速率高于蘆葦土壤是相符合的，但與咸草土壤氮化速率低于蘆葦和互花米草土壤卻是矛盾的，同時(shí)翟水晶等[30]在該試驗(yàn)區(qū)域?qū)ο滩?、蘆葦和互花米草枯落物分解過程的研究也表明，咸草的分解速率高于互花米草和蘆葦，因此凋落物分解速率的差異沒有直接反映在土壤氮礦化上，說明土壤氮的礦化可能更多地受土壤礦化微生物的制約。不同植被下的土壤礦化微生物活性是否顯示出差異，需要進(jìn)一步的研究。

3.2 不同植被覆被濕地土壤氮礦化特征的干土效應(yīng)（激活效應(yīng)）

試驗(yàn)表明，4種植被類型土壤在進(jìn)行干土效應(yīng)培養(yǎng)的當(dāng)天，其土壤礦化速率均低于鮮土。秋茄和咸草土壤的礦化作用的變化率趨勢(shì)一致，礦化速率隨培養(yǎng)時(shí)間先上升后下降，且在第7天均表現(xiàn)出最大礦化速率，分別比新鮮土樣的礦化速率提高了17.53%、117.29%。蘆葦和互花米草土壤的礦化作用的變化率趨勢(shì)也較一致，只在培養(yǎng)的第7天表現(xiàn)出最大礦化速率，分別比新鮮土樣的礦化速率提高了58.58%、47.91%，而在其他培養(yǎng)天數(shù)下，礦化速率均下降。

蘆葦和互花米草土壤，它們?cè)谂囵B(yǎng)的第4天礦化速率出現(xiàn)負(fù)值，這可能是由于土樣經(jīng)過風(fēng)干、磨土和過篩等處理后，土壤中的微生物部分失活，把有機(jī)氮分解為無機(jī)氮的能力有限，而其自身又需要利用土壤中現(xiàn)有的無機(jī)氮來維持，因此需要消耗一部分土壤無機(jī)氮，所以土壤的無機(jī)氮補(bǔ)給有限（供給小于需求），土壤的氮礦化速率出現(xiàn)負(fù)值[31]。隨著培養(yǎng)時(shí)間的增加，土壤中能夠促進(jìn)氮礦化的微生物活性增強(qiáng)，分解有機(jī)氮的能力開始提升，所以補(bǔ)給土壤的無機(jī)氮多于微生物自身利用的土壤無機(jī)氮（供給大于需求），因此氮礦化速率呈現(xiàn)正值。而后隨著培養(yǎng)時(shí)間的進(jìn)一步增加，這部分利于礦化作用的微生物活性受到抑制，土壤氮礦化速率又呈現(xiàn)負(fù)值。但第4天和第10天土壤礦化速率過低，其原因還有待更進(jìn)一步的研究。另外，蘆葦和互花米草復(fù)水試驗(yàn)的波動(dòng)性也可能是由于土壤微生物競(jìng)爭(zhēng)引起的。礦質(zhì)氮（NH+4-N+NO-3-N）的生物固持（同化）及有機(jī)氮的礦化是土壤中同時(shí)進(jìn)行的2個(gè)方向相反的過程。在蘆葦和互花米草植被覆被下的土壤微生物種群可能更加復(fù)雜，因此在復(fù)水過程，各種微生物會(huì)相互競(jìng)爭(zhēng)，負(fù)值可能是由于礦化微生物處于相對(duì)弱勢(shì)，而同化作用（會(huì)吸收消耗NH+4+NO-3）的微生物相對(duì)強(qiáng)勢(shì)。在培養(yǎng)后期，同化微生物已達(dá)到相對(duì)穩(wěn)定水平，礦化微生物得以恢復(fù)，礦化速率成為正值。

秋茄和咸草土壤，它們?cè)谂囵B(yǎng)的前7 d氮礦化速率不斷升高，尤其是咸草土壤在復(fù)水試驗(yàn)的第7天，其氮礦化速率與第0天和第 4天相比均具有顯著差異性（P<0.05）。出現(xiàn)該種現(xiàn)象的主要原因可能為，一是秋茄和咸草土壤復(fù)水試驗(yàn)時(shí)，土壤經(jīng)歷從“濕土—干土—濕土”的干濕交替，引起土壤收縮和膨脹，破壞土壤的團(tuán)聚體，并釋放出閉蓄態(tài)有機(jī)物，提高了基質(zhì)的有效性[32]。Mikha等[33]也發(fā)現(xiàn)風(fēng)干土加濕后氮礦化速率增加是由于其在濕潤(rùn)后會(huì)釋放一些新的有機(jī)物。二是風(fēng)干過程會(huì)導(dǎo)致部分微生物死亡（即滅菌作用）[34]，從而產(chǎn)生微生物殘骸，其體內(nèi)的養(yǎng)分經(jīng)釋放便可促進(jìn)土壤氮礦化作用。Schimel等[35]和Fierer等[36]也證實(shí)，干旱條件可使土壤聚集大量微生物殘骸，并有利于礦化作用。三是滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)的分泌促進(jìn)了礦化作用，因?yàn)槲⑸锎蟛糠志甙胪改そY(jié)構(gòu)，復(fù)水過程使外環(huán)境水勢(shì)變低，土壤中未死亡的微生物就必須通過滲透調(diào)節(jié)功能（分泌體內(nèi)的無機(jī)溶質(zhì)等）保持內(nèi)環(huán)境的穩(wěn)態(tài)，這些分泌物為礦化作用提供物質(zhì)和能量來源[37]。

值得注意的是，復(fù)水試驗(yàn)的第7天之后，互花米草和蘆葦風(fēng)干土的礦化速率均顯著下降，且在第7天出現(xiàn)最大值（且最接近鮮土礦化速率）。說明對(duì)于亞熱帶典型河口區(qū)的閩江口濕地，其互花米草和蘆葦植被覆被土壤的干土效應(yīng)（激活效應(yīng)）最適時(shí)間為4～7 d。原因可能是，復(fù)水試驗(yàn)采用的是5.00 g過2 mm篩的風(fēng)干土，研究區(qū)域表層（0～10 cm）土壤微生物量碳（MBC）（約250 mg/g）[38]較亞熱帶其他濕地（如鄱陽湖濕地[39]：約500 mg/kg；崇明東灘濕地[40]：約700 mg/kg）低，這些MBC恰好在7 d內(nèi)可讓絕大多數(shù)微生物利用使其激活，礦化速率達(dá)到最高。第7～10天由于土樣中的養(yǎng)分已逐漸被消耗，因此微生物作用減弱，氮礦化速率降低。

4 結(jié)論

（1）閩江口鱔魚灘不同植被覆被濕地土壤的氮礦化速率表現(xiàn)為：互花米草[2.63±0.48 μg/（g·h）]>蘆葦[2.40±0.05 μg/（g·h）]>咸草[2.20±0.47 μg/（g·h）]>秋茄[1.94±0.29 μg/（g·h）]。

（2）冬季鱔魚灘濕地不同植被覆被高潮灘的土壤主要表現(xiàn)為礦化作用和氨化作用，無明顯的硝化作用。

（3）干土激活效應(yīng)結(jié)果顯示，秋茄和咸草風(fēng)干土的最佳復(fù)水時(shí)間均為4 d，而互花米草和蘆葦則為4～7 d。因此，選用干土復(fù)水試驗(yàn)也可在一定程度上反映閩江河口半咸水沼澤地土壤礦化速率。

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