鹽分對河口淡水、微咸水沼澤濕地土壤甲烷產生潛力的影響

張子川，楊 平，仝 川

1濕潤亞熱帶生態-地理過程教育部重點實驗室, 福州 350007 2福建師范大學地理科學學院, 福州 350007 3福建師范大學地理研究所, 福州 350007 4福建師范大學亞熱帶濕地研究中心, 福州 350007

鹽分對河口淡水、微咸水沼澤濕地土壤甲烷產生潛力的影響

張子川1,2，楊 平1,2，仝 川1,3,4,*

1濕潤亞熱帶生態-地理過程教育部重點實驗室, 福州 350007 2福建師范大學地理科學學院, 福州 350007 3福建師范大學地理研究所, 福州 350007 4福建師范大學亞熱帶濕地研究中心, 福州 350007

海平面上升導致河口區鹽水入侵現象日益明顯，深刻影響著河口潮汐淡水、微咸水濕地生物地球化學循環。采集閩江河口區淡水、微咸水短葉茳芏潮汐沼澤濕地表層土樣，室內添加鹽度為5, 10, 15, 21g/L的人造海水、NaCl溶液及鹽度為0的去離子水，通過室內泥漿厭氧培養試驗，對比研究海水和NaCl溶液對淡水、微咸水沼澤濕地土壤甲烷產生潛力的影響。與對照相比，1—12d培養期內4個鹽度的海水處理均顯著抑制河口淡水、微咸水沼澤濕地甲烷產生潛力，抑制率在93%以上，鹽度10—21g/L的3個海水處理對于河口淡水、微咸水沼澤濕地甲烷產生潛力的抑制效應無顯著差異。NaCl溶液只有在鹽度達到15和21g/L才顯著抑制淡水、微咸水沼澤濕地甲烷產生潛力，且抑制率最多為80.9%，鹽度為5、10g/L的NaCl溶液對淡水、微咸水沼澤濕地甲烷產生潛力的抑制作用不顯著，抑制率多小于30%。伴隨著鹽水入侵而發生的硫酸鹽還原作用及離子脅迫作用對河口淡水、微咸水沼澤濕地甲烷產生具有顯著的抑制效應。

潮汐淡水沼澤；潮汐微咸水沼澤；鹽水入侵；NaCl溶液；甲烷產生潛力；閩江河口

全球變暖引起的海平面上升已成為全球變化研究的一個重要領域。政府間氣候變化專業委員會(IPCC)第四次評估報告指出，20世紀全球海平面上升約0.17m，全球沿海地區鹽水入侵(saltwater intrusion)加劇[1]。海平面上升和河流淡水徑流減少的綜合效應導致一些河口的咸水-淡水混合區上溯，形成明顯的鹽水入侵，對河口潮汐淡水濕地和微咸水濕地生態系統產生潛在的、巨大的影響[2]。

圖1 樣地分布圖[15] Fig.1 Study area and sampling sites in the tidal marshes of the Min River estuary

1 材料與方法

1.1 研究區和樣地概況

閩江河口區從河口海濱段向上游方向依次分布有鱔魚灘濕地、蝙蝠洲濕地、下洋洲濕地和塔礁洲濕地(圖1)。鱔魚灘濕地是閩江河口區面積最大潮汐濕地, 短葉茳芏(CyperusmalaccensisLam.var.brevifoliusBocklr.)和蘆葦(Phragmitesaustralis)是鱔魚灘濕地主要土著優勢種，其中短葉茳芏沼澤集中分布于鱔魚灘濕地中西部，并較接近堤岸一側，表層土壤電導率為1.68—7.65mS/cm(2011年10月至2012年6月，下同)。蝙蝠洲濕地受潮汐影響也較大，表層土壤電導率為1.26—3.27mS/cm，同樣短葉茳芏和蘆葦是其主要優勢植物。下洋洲濕地位于閩江北港河道與南港交匯處，地勢低平，主要分布有短葉茳芏沼澤，表層土壤電導率為0.31—0.42mS/cm。塔礁洲濕地的地勢低洼處和邊緣同樣分布有短葉茳芏沼澤，表層土壤電導率為0.16—0.52mS/cm。下洋洲和塔礁洲均為典型淡水潮汐濕地，分布在鱔魚灘濕地近堤岸側和蝙蝠洲濕地的短葉茳芏沼澤為微咸水潮汐沼澤。閩江河口區氣候暖熱濕潤, 年均降水日數153d, 年均降水量1346mm,降水多發生在3—9月。閩江河口段潮汐特征表現為口外正規半日潮，口內非正規半日淺海潮[14]。

1.2 土樣采集

在以上4個濕地分布的短葉茳芏沼澤采集土樣，時間均在落潮后時段，2012年6月29日采集鱔魚灘和蝙蝠洲，6月30日采集下洋洲和塔礁洲。在4個濕地分布的短葉茳芏群落典型地段，分別在與海岸線或河岸線平行的方向隨機布設3個取樣點(樣點間約5m間距)，在每個取樣點用不銹鋼采樣器隨機采集數個表層(0—10cm)土樣并混合，混合后的土樣放入塑料自封袋密封立刻運回實驗室，4℃冷藏，以供開展甲烷產生潛力測定的厭氧培養實驗和各項土壤理化指標的測定。土壤間隙水通過對土壤樣品離心獲得。

1.3 土壤和間隙水理化指標的測定

原位用IQ150便攜式pH/溫度計(IQ Scientific Instruments, USA)測定土鉆旁土壤(10cm深度)的pH值，原位用2265FS便攜式電導計(Spectrum Technologies Inc., USA)測定土壤電導率，并以此表征土壤鹽度[16]。

土壤含水量和容重用烘干法測定，土壤質地采用激光粒度儀(Mastersizer-2000, 英國)測定，土壤水溶性有機碳(DOC)采用去離子水浸提并用TOC分析儀(TOC Vcph, Shimadzu, 日本)測定，土壤微生物量碳(MBC)采用氯仿熏蒸培養法[17]，土壤有機質采用重鉻酸鉀外加熱法測定[18]。

1.4 不同鹽度的海水和NaCl鹽水的配置

表1 不同鹽度的人造海水和純NaCl溶液中和Cl-濃度Table 1 Concentrations of of artificial seawater and NaCl solution used in experiment

BD: 低于檢測水平

1.5 海水和純鹽水的添加及土壤甲烷產生潛力的測定

實驗室厭氧培養法是目前最為普遍的甲烷產生潛力測定方法，厭氧環境主要通過氮氣置換實現，土樣用干土或鮮土配置成為泥漿[20-21], 本研究采用鮮土進行厭氧培養試驗。對于鮮土樣挑除根等雜物，過2mm土篩，充分混合均勻，并分別取鮮土樣30g，各放入125mL培養瓶，分別加入以上4個鹽度梯度的海水和純鹽水及對照去離子水，保持水土體積為1∶1，振蕩形成泥漿。硅膠密封培養瓶并放入30℃(采樣原位溫度)生化培養箱2d恢復活性，然后進行無光照厭氧培養。培養瓶用氮氣沖洗3—5min[20]，使培養瓶內保持厭氧環境，30℃下連續培養12d，每3d為1個甲烷產生潛力計算時間段，分別記為1—3d, 4—6d, 7—9d和10—12d，各時段每天用微型注射器抽取氣樣2mL，用氣相色譜儀測定甲烷濃度，計算1個甲烷產生潛力。為保證培養瓶中氣壓穩定，每次抽取后補充等量氮氣。為了防止培養瓶中積累甲烷過多而抑制甲烷產生，每培養3d后洗氣1次。

甲烷濃度采用氣相色譜儀(島津GC-2010， 日本)測定，檢測器為離子火焰化檢測器(FID)，載氣為氮氣，流速20mL/min； 氫氣為燃氣，流速為47mL/min；空氣為助燃氣，流速為400mL/min， 檢測器溫度為130℃，分離柱溫度為60℃。培養瓶內土壤甲烷產生潛力計算公式[20]：

式中，P(μg g-1d-1)為甲烷產生潛力；dc/dt(μL L-1d-1)為培養期間培養氣室上部氣相甲烷濃度變化率；VH(L)為培養氣室上部氣體體積；WS(g)為干土重；MW(g/mol)為甲烷摩爾質量；MV為標準狀態下氣體摩爾體積(22.4L/mol)；Tst(K)為標準溫度；T(℃)為培養溫度。

1.6 數據處理

用SPSS17.0軟件中多重方差分析(Least significant difference test of One-way ANOVA, LSD) 統計分析不同濕地各土壤理化指標以及不同鹽度處理間甲烷產生潛力的差異顯著性，顯著性水平為P<0.05。用Pearson分析鹽度等環境因子與甲烷產生潛力的相關性。

2 結果

2.1 土壤和間隙水的理化特征

表2 各樣地表層土壤的理化性質Table 2 Top soil physicochemical characteristics of each sampling site

數據為平均值±標準誤，同一列數據標注不同字母表示差異性顯著，P<0.05，n=3

表3 各樣地表層土壤間隙水離子的濃度Table 3 Concentrations of ions in top soil pore water of each sampling site

數據為平均值±標準誤，同一列數據標注不同字母表示差異性顯著，P<0.05，n=3

2.2 甲烷產生潛力隨時間的變化

與對照相比，4個鹽度海水處理在1—12d內均對鱔魚灘微咸水短葉茳芏濕地土壤甲烷產生潛力產生顯著的抑制作用(P<0.05)，在第4—6天, 7—9天 和10—12天，鹽度5g/L海水處理的土壤甲烷產生潛力顯著高于其它3個鹽度海水處理的土壤甲烷產生潛力，但其它3個鹽度海水處理下的土壤甲烷產生潛力無顯著差異著(P>0.05)(圖2)。與對照比較，鹽度21g/L的NaCl溶液在1—12d內對甲烷產生潛力造成顯著的抑制作用，鹽度15g/L的NaCl溶液在第4—6天, 7—9天對甲烷產生潛力造成顯著的抑制作用，鹽度5, 10g/L的NaCl溶液在1—12d 對甲烷產生潛力均沒有顯著地抑制甲烷產生潛力(圖2)。

圖2 海水和NaCl鹽水添加對鱔魚灘短葉茳芏濕地甲烷產生潛力的影響(平均值±標準誤)Fig.2 Effect of addition of seawater and NaCl solution on soil methane production potential of C.malaccensis marsh in the Shanyutan (Mean±SE)

對于蝙蝠州微咸水短葉茳芏濕地，與對照比較，4個鹽度的海水處理在1—12d內均對甲烷產生潛力產生顯著的抑制作用(P<0.05)，在第4—6天, 7—9天 和10—12天，鹽度5g/L海水處理的土壤甲烷產生潛力顯著高于其它3個鹽度海水處理的土壤甲烷產生潛力，而其它3個鹽度海水處理下的土壤甲烷產生潛力多無顯著差異(P>0.05)。除了在第7—9天，鹽度21g/L的NaCl溶液顯著地抑制甲烷產生潛力，其余培養時段，各鹽度NaCl溶液均沒有顯著地抑制甲烷產生潛力(圖3)。

圖3 海水和NaCl鹽水添加對蝙蝠洲短葉茳芏濕地甲烷產生潛力的影響(平均值±標準誤)Fig.3 Effect of addition of seawater and NaCl solution on soil methane production potential of C.malaccensis marsh in the Bianfuzhou (Mean±SE)

對于下洋洲淡水短葉茳芏濕地，與對照比較，4個鹽度的海水處理在1—12d內均對甲烷產生潛力產生顯著的抑制作用(P<0.05)，在第4—6天, 7—9天 和10—12天，鹽度5g/L海水處理的土壤甲烷產生潛力顯著高于其它3個鹽度海水處理的土壤甲烷產生潛力，而其它3個鹽度海水處理的土壤甲烷產生潛力多無顯著性差異著(P>0.05)。與對照比較，鹽度21g/L的NaCl溶液在1—12d內對甲烷產生潛力均造成顯著的抑制作用，鹽度15g/L的NaCl溶液在第4—6天, 7—9天 和10—12天對甲烷產生潛力造成顯著的抑制作用，鹽度10g/L NaCl溶液在第4—6天, 7—9天顯著抑制甲烷產生潛力，鹽度5g/L NaCl溶液只在第4—6天顯著地抑制甲烷產生潛力(圖4)。

圖4 海水和NaCl鹽水添加對下洋洲短葉茳芏濕地甲烷產生潛力的影響(平均值±標準誤)Fig.4 Effect of addition of seawater and NaCl solution on soil methane production potential of C.malaccensis marsh in the Xiayangzhou (Mean±SE)

對于塔礁洲淡水短葉茳芏濕地，與對照比較，4個鹽度海水處理1—12d內均對甲烷產生潛力產生顯著的抑制作用(P<0.05)，在第1—3天, 4—6天，鹽度5g/L海水處理下的土壤甲烷產生潛力顯著高于其它3個鹽度海水處理下的土壤甲烷產生潛力，在第1—3天, 4—6天，鹽度21g/L海水處理的土壤甲烷產生潛力反而顯著高于鹽度10和15g/L的海水處理(P<0.05)。與對照比較，鹽度21g/L NaCl溶液在第4—6天、7—9天和10—12天對甲烷產生潛力均造成顯著的抑制作用，鹽度15g/L NaCl溶液只在第7—9天和10—12天對甲烷產生潛力造成顯著的抑制作用，鹽度10g/L NaCl溶液在第7—9天顯著抑制甲烷產生潛力，鹽度5g/L NaCl溶液在1—12d內對甲烷產生潛力均未造成顯著的抑制作用(圖5)。

圖5 海水和NaCl鹽水添加對塔礁洲短葉茳芏濕地甲烷產生潛力的影響(平均值±標準誤)Fig.5 Effect of addition of seawater and NaCl solution on soil methane production potential of C.malaccensis marsh in the Tajiaozhou (Mean±SE)

2.3 海水和純NaCl溶液對甲烷產生潛力的抑制率

相對海水處理，純NaCl溶液對于潮汐淡水、微咸水沼澤濕地甲烷產生潛力的影響要小的多(圖6)。與對照組相比，鱔魚灘短葉茳芏濕地只有鹽度15, 21g/L NaCl溶液顯著抑制甲烷產生潛力，抑制率分別為69.6%和43.7%，而鹽度5、10g/L NaCl鹽水對甲烷產生潛力無顯著抑制效應，抑制率僅分別為17.3%和30.9%；對于蝙蝠州短葉茳芏濕地，只有鹽度為21g/L NaCl溶液顯著抑制了甲烷產生潛力，而鹽度5, 10, 15g/L NaCl溶液對甲烷產生潛力均無顯著抑制效應，鹽度5g/L NaCl溶液對甲烷產生潛力的抑制率僅為8.7%；對于下洋州短葉茳芏濕地，同樣只有鹽度15, 21g/L NaCl溶液顯著抑制了甲烷產生潛力，而鹽度5, 10g/L NaCl溶液對甲烷產生潛力無顯著抑制效應；對于塔礁州短葉茳芏濕地，4個鹽度的NaCl溶液對于甲烷產生潛力均具有顯著的抑制作用(圖6)。

圖6 海水和NaCl溶液添加處理12d培養期短葉茳芏濕地土壤甲烷產生潛力均值(%代表與對照相比的下降百分比，各鹽度處理顯著減少的比例(P <0.05), NS代表無顯著性差異)Fig.6 Mean methane production potential of C.malaccensis marshes in the 12days incubation period by the addition of seawater and NaCl solution (Percentages represent differences in mean methane production potential compared with the freshwater control (P <0.05), NS=not significant)

3 討論與結論

硫酸鹽還原與甲烷產生是有機底物厭氧礦化的2個重要終端氧化過程[22]。濕地土壤產甲烷菌可利用底物醋酸產生甲烷，而硫酸鹽還原菌可利用醋酸產生二氧化碳和硫化氫，并抑制濕地甲烷產生[23]。醋酸發酵產甲烷及硫酸鹽還原的化學反應式如下[24]：

CH3COOH→CH4+ CO2

(1)

(2)

綜合分析圖2—5表明，海水鹽度只要達到5g/L便可顯著地抑制河口淡水、微咸水沼澤濕地的甲烷產生過程。此外，從第4d開始，除塔礁州短葉茳芏濕地以外，鹽度10、15和21g/L的海水處理對于其它3個濕地土壤甲烷產生潛力的抑制效應顯著高于鹽度5的海水處理，這表明在鹽度為5—21g/L這一區間，鹽度10g/L是海水入侵并影響淡水、微咸水沼澤濕地甲烷產生的一個重要的“拐點”，鹽度超過10g/L的海水的入侵對于河口淡水、微咸水沼澤濕地甲烷產生的抑制效用顯著高于鹽度不足10g/L的海水的入侵，而鹽度范圍在10—21g/L之間的海水入侵對于河口淡水、微咸水沼澤濕地甲烷產生的抑制效果并無差異。

本研究中4個鹽度的模擬海水入侵對于微咸水和淡水潮汐濕地甲烷產生潛力的抑制效應十分接近，抑制效率保持在一個很高的范圍(93.7%—99.5%)。但是，NaCl溶液對潮汐微咸水和淡水濕地甲烷產生潛力的抑制效應并不完全相同，當鹽度為10g/L時，NaCl溶液對塔礁州淡水潮汐濕地土壤甲烷產生潛力的抑制效應大于微咸水潮汐濕地(鱔魚灘和蝙蝠州)；當鹽度為15和21g/L時，NaCl溶液對淡水潮汐濕地(下洋州和塔礁州)土壤甲烷產生潛力的抑制效應大于微咸水潮汐濕地(鱔魚灘和蝙蝠州)。淡水潮汐沼澤濕地甲烷產生潛力對于NaCl溶液添加的響應更敏感，微咸水潮汐濕地(鱔魚灘和蝙蝠州)土壤間隙水中Cl-離子濃度顯著高于2個淡水潮汐濕地(表2)，可以推測其已遭受一定的氯離子脅迫影響，因而對于NaCl溶液添加而造成的氯離子脅迫作用具有一定的適應性。

對于模擬海水入侵處理，由圖2—圖5可以看出，與對照比較，各時段不同鹽度處理的土壤甲烷產生潛力均有所下降，與最初1—3d培養期相比，之后3個時段(9d)甲烷產生潛力下降的更明顯，且各時段間沒有明顯差異。這一結果與Chambers等[19]連續3周(每周測定一個甲烷產生速率)的模擬海水入侵淡水濕地的結果一致。在模擬海水入侵事件發生的前幾天，即培養實驗初期，泥漿中硫酸鹽和甲烷產生底物(乙酸)含量均較高，硫酸鹽還原對于土壤甲烷產生潛力表現出明顯的抑制作用，然后隨著時間的推移，后3個時段土壤甲烷產生潛力進一步下降且相近，推測可能是由于硫酸鹽還原過程的抑制作用在最初1—3d培養期已將土樣中甲烷產生底物(乙酸等)大部分消耗掉，因此，后3個時段甲烷產生潛力明顯下降，且無顯著差異；或是由于隨著培養時間的推移，硫酸鹽還原抑制效應逐漸增強，并具有一定的持續性，這樣雖然土樣中仍有足夠的甲烷產生底物，但基本是被硫酸鹽還原過程所利用，甲烷產生受到程度更大的抑制，進而造成后3個時段土壤甲烷產生潛力顯著下降，且無顯著差異。

本研究應用土樣泥漿厭氧培養試驗，評價了不同鹽度的海水和NaCl溶液對土壤電導率低于2mS/cm的閩江河口區微咸水、淡水短葉茳芏沼澤濕地甲烷產生潛力影響的短期效應， 研究發現：

(1)鹽度5g/L海水添加處理即可顯著地抑制閩江河口淡水、微咸水沼澤濕地甲烷產生潛力，抑制率在93%以上。

(2)NaCl溶液只有鹽度達到15和21g/L才可顯著抑制閩江河口淡水、微咸水沼澤濕地甲烷產生潛力，且抑制率最多為80.9%，鹽度為5和10g/L NaCl溶液不顯著抑制閩江河口淡水、微咸水沼澤濕地甲烷產生潛力，抑制率多小于30%。

(3)伴隨著海水入侵而發生的硫酸鹽還原作用及Cl-離子脅迫作用對河口淡水、微咸水沼澤濕地甲烷產生具有顯著的抑制效應。

本研究是在實驗室運用厭氧培養實驗，并模擬海水入侵開展鹽分對河口潮汐淡水和微咸水沼澤濕地土壤甲烷產生潛力影響的研究，今后應加強原位模擬試驗，把室內培養實驗與野外原位實驗相結合，更科學和全面地評估海水入侵對于河口潮汐淡水沼澤濕地土壤甲烷產生和排放的影響。

致謝：本研究在野外采樣中得到福建師范大學章文龍、徐輝和萬斯昂等同學大力協助，特此致謝。

[1] IPCC.Climate Change: The Physical Science Basis Contribution of Working Group I to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change.Cambridge-New York: Cambridge University Press, 2007.

[2] Knowles N.Natural and management influences on freshwater inflows and salinity in the San Francisco Estuary at monthly to interannual scales.Water Resources Research, 2002, 38(12): 25-1-25-11,.

[3] Odum W E.Comparative ecology of tidal freshwater and salt marshes.Annual Review of Ecology and Systematics, 1988, 19(1): 147-176.

[4] McLusky D S.Marine and estuarine gradients-an overview.Netherland Journal of Aquatic Ecology, 1993, 27(2-4): 489-493.

[5] Barendregt A, Whigham D F, Meire P, Baldwin A H, van Damme S.Wetlands in the tidal freshwater zone.Wetlands: Functioning, Biodiversity Conservation, and Restoration.Berlin, Heidelberg: Springer, 2006, 191: 117-148.

[6] DeLaune R D, Smith C J, Patrick Jr W H.Methane release from Gulf coast wetlands.Tellus B, 1983, 35(1): 8-15.

[7] Bartlett K B, Bartlett D S, Harriss R C, Sebacher D I.Methane emissions along a salt marsh salinity gradient.Biogeochemistry, 1987, 4(3): 183-202.

[8] Weston N B, Dixon R E, Joye S B.Ramifications of increased salinity in tidal freshwater sediments: Geochemistry and microbial pathways of organic matter mineralization.Journal of Geophysical Research: Biogeosciences (2005—2012), 2006, 111(G1): G01009, doi: 10.1029/2005JG000071.

[9] Weston N B, Vile M A, Neubauer S C, Velinsky D J.Accelerated microbial organic matter mineralization following salt-water intrusion into tidal freshwater marsh soils.Biogeochemistry, 2011, 102(1-3): 135-151.

[10] Neubauer S C.Ecosystem responses of a tidal freshwater marsh experiencing saltwater intrusion and altered hydrology.Estuaries and Coasts, 2013, 36(3): 491-507.

[11] Chambers L G, Osborne T Z, Reddy K R.Effect of salinity-altering pulsing events on soil organic carbon loss along an intertidal wetland gradient: a laboratory experiment.Biogeochemistry, 2013, 115(1-3): 363-383.

[12] Frankenberger W T, Bingham F T.Influence of salinity on soil enzyme activities.Soil Science Society of America Journal, 1982, 46(6): 1173-1177.

[13] Baldwin D S, Rees G N, Mitchell A M, Watson G, Williams J.The short-term effects of salinization on anaerobic nutrient cycling and microbial community structure in sediment from a freshwater wetland.Wetlands, 2006, 26(2): 455-464.

[14] 劉劍秋, 曾從盛, 陳寧.閩江河口濕地研究.北京: 科學出版社, 2006.

[15] 仝川, 閆宗平, 王維奇,曾從盛.閩江河口感潮濕地入侵種互花米草甲烷通量及影響因子.地理科學, 2008, 28(6):826-832

[16] 王玲玲, 孫志高, 牟曉杰, 孫萬龍, 宋紅麗, 姜歡歡.黃河口濱岸潮灘濕地CO2, CH4和N2O通量特征初步研究.草業學報, 2011, 20(3): 51-61.

[17] Vance E D, Brookes P C, Jenkinson D S.An extraction method for measuring soil microbial biomass C.Soil Biology and Biochemistry, 1987, 19(6): 703-707.

[18] 魯如坤.土壤農業化學分析方法.北京: 中國農業科技出版社, 1999.

[19] Chambers L G, Reddy K R, Osborne T Z.Short-term response of carbon cycling to salinity pulses in a freshwater wetland.Soil Science Society of America Journal, 2011, 75(5): 2000-2007.

[20] Wassmann R, Neue H U, Bueno C, Lantin R S, Alberto M C R, Buendia L V, Bronson K, Papen H, Rennenberg H.Methane production capacities of different rice soils derived from inherent and exogenous substrates.Plant and Soil, 1998, 203(2): 227-237.

[21] Bergman I, Klarqvist M, Nilsson M.Seasonal variation in rates of methane production from peat of various botanical origins: effects of temperature and substrate quality.FEMS Microbiology Ecology, 2000, 33(3): 181-189.

[22] Struchtemeyer C G, Elshahed M S, Duncan K E, McInerney M J.Evidence for aceticlastic methanogenesis in the presence of sulfate in a gas condensate-contaminated aquifer.Applied and Environmental Microbiology, 2005, 71(9): 5348-5353.

[23] Oremland R S, Polcin S.Methanogenesis and sulfate reduction: competitive and noncompetitive substrates in estuarine sediments.Applied and Environmental Microbiology, 1982, 44(6): 1270-1276.

[24] van der Gon H A D, van Bodegom P M, Wassmann R, Lantin R S, Metra-Corton T M.Sulfate-containing amendments to reduce methane emissions from rice fields: mechanisms, effectiveness and costs.Mitigation and Adaptation Strategies for Global Change, 2001, 6(1): 71-89.

[25] Pattnaik P, Mishra S R, Bharati K, Mohanty S R, Sethunathan N, Adhya T K.Influence of salinity on methanogenesis and associated microflora in tropical rice soils.Microbiological Research, 2000, 155(3): 215-220.

Effects of seawater and NaCl solution pulses on methane production potential from laboratory-incubated tidal freshwater and brackish marsh soil

ZHANG Zichuan1,2, YANG Ping1,2, TONG Chuan1,3,4,*

1KeyLaboratoryofHumidSub-tropicalEco-geographicalProcessofMinistryofEducation,Fuzhou350007,China2SchoolofGeographicalSciences,FujianNormalUniversity,Fuzhou350007,China3InstituteofGeography,FujianNormalUniversity,Fuzhou350007,China4ResearchCentreofWetlandsinSubtropicalRegion,FujianNormalUniversity,Fuzhou350007,China

Tidal freshwater marsh;tidal brackish marsh;saltwater intrusion;NaCl solution;methane production potential;Min River estuary

國家自然科學基金資助項目(41371127);福建師范大學校級創新團隊項目(IRTL1205);福建師范大學地理科學學院研究生創新基金

2014-06-20; < class="emphasis_bold">網絡出版日期:

日期:2015-05-21

10.5846/stxb201406201275

*通訊作者Corresponding author.E-mail: tongch@fjnu.edu.cn

張子川，楊平，仝川.鹽分對河口淡水、微咸水沼澤濕地土壤甲烷產生潛力的影響.生態學報,2015,35(24):8075-8084.

Zhang Z C, Yang P, Tong C.Effects of seawater and NaCl solution pulses on methane production potential from laboratory-incubated tidal freshwater and brackish marsh soil.Acta Ecologica Sinica,2015,35(24):8075-8084.