河口濕地土壤氮礦化速率的干土效應響應

顏燕燕 林嘯

摘要 [目的]研究閩江河口土壤氮礦化速率對干土的響應。[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干土樣為供試材料進行室內培養試驗，分析pH、水含量和NH4+-N、NO-2-N、NO3--N含量，研究干土效應對土壤氮礦化作用的影響。[結果]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）]。而風干土復水試驗結果表明，秋茄和咸草風干土的最佳復水時間均為4 d，而互花米草和蘆葦則為4～7 d。[結論]該研究可為氮循環研究提供參考。

關鍵詞 氮；干土效應；礦化作用；濕地；閩江口

中圖分類號 S153.6 文獻標識碼 A 文章編號 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系統和海洋生態系統間的生態交錯帶，具有復雜的生態系統服務功能[1]，其較高的初級生產力和生物活性對河口濕地營養鹽組分動態變化起到重要的作用[2]。氮既是陸地生態系統生產力的主要限制因素，也是河口濕地土壤中的關鍵生源要素，其含量的變化顯著影響濕地生態系統的生產力。此外，全球氮肥過量排放輸入濕地，造成嚴重的河口富營養化環境問題，引起極大的關注[3]。河口濕地土壤是氮素的重要源、匯及轉化器，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于了解濕地系統氮素循環與轉化具有重要意義。

土壤氮礦化作用是指土壤中的有機氮在微生物作用下，將其轉化為NH+4-N、NO-3-N等無機態氮形式[4]。氮礦化速率的測定常以室內分析為主，因此土壤樣品必須經風干、挑根、磨土及過篩等處理。而這一處理過程常常會導致土壤理化性質的改變[5]。這種現象往往又被稱為“Birch效應”或“干土效應”[6-7]。Russell[8]認為，干土效應最大的特點就是土壤有機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際的數據，大多數研究者總是優先采用新鮮土壤樣品進行研究。但要保持土壤的新鮮狀態是比較困難的，所以研究者往往不得不采用風干土代替新鮮土。對于風干土礦化作用的研究及其對草原、森林及農田生態系統干濕交替的響應研究已有不少的報道，然而針對亞熱帶典型感潮河口不同植被覆被高潮灘濕地的風干土研究卻較少。林江輝等[7]利用旱地紅壤的風干土與新鮮土作為研究對象，探討干土效應對土壤礦化作用及生物組成的影響。研究發現，紅壤風干土經過復水試驗后，土壤微生物的數量有多于新鮮土的趨勢，且風干土的礦化率也顯著高于新鮮土（P<0.05）。劉艷麗等[9]通過人為控制室內試驗，研究淹水條件及慢速干燥對紅壤水稻土氮礦化的影響，結果發現，干濕交替過程導致土壤氮礦化降低35%～80%。劉云凱等[10]通過研究干濕處理對中溫帶次生林和落葉松工林0～10 cm的表層土壤有機質礦化速率的變化規律，發現有機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的土壤微生物氮礦化對干濕處理的響應研究發現，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與土壤理化性質的相關性，發現位于低潮位的土壤由于淹水頻率高，不利于氮的礦化過程。在周期性潮汐的強烈影響下，沿海感潮河口濕地的生物地球化學循環過程對土壤礦化作用的干土效應的響應會更加復雜，然而目前針對河口濕地土壤氮循環過程的干土效應研究尚鮮見報道。

閩江口濕地作為中國東南沿海地區重要的潮灘濕地，是閩江入海時攜帶能量及物質流的必經之地。該研究在閩江河口的鱔魚灘濕地布設采樣點，研究了不同植被覆被濕地風干土復水后的礦化特性，對比新鮮土相應的礦化作用，旨在了解土壤氮素礦化特性的干土效應，明確風干土的不同加水維持時間對氮素礦化作用的影響程度和機理，以為解決氮源污染、提高氮素利用率和減少氮素損失提供理論基礎，同時，對閩江口濕地生態演替機理及氮循環的深入研究等具有重要意義。

1 研究區概況與研究方法

1.1 研究區概況

鱔魚灘濕地位于福建省長樂市閩江入海口（圖1），地理坐標為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]。該區地處中亞熱帶和南亞熱帶過渡區，氣候暖熱濕潤，年均溫約20 ℃，年均降水量約1 400 mm[14]。采樣點位于鱔魚灘濕地高潮灘區域，屬半咸水沼澤。濕地土壤的機械組成以粉粒為主，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]。區內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。在退潮時，首先將采樣點的植被齊地剪去，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個不同采樣點的土壤。每個樣點取3個平行樣，在野外充分攪勻、混合，再將其均分為2份，裝入自封袋中。待土樣運回實驗室后，一份置于0～4 ℃的冰箱內保鮮作為培養的供試土樣，另一份自然風干挑去活體根系后，過2 mm篩于密閉自封袋中保存備測。供試土樣的部分理化性質見表1。

1.3 試驗設計與培養方法

將過2 mm篩的風干土均勻滴加蒸餾水，使各土樣達到風干前的含水量，之后與鮮土樣一同進行礦化試驗（培養10 d）。試驗包括8種土樣：①秋茄風干土（DQ）；②蘆葦風干土（DL）；③互花米草風干土（DH）；④咸草風干土（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。

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培養緩沖液[18]，25℃黑暗環境中，搖床150 r/min，培養24 h后，加入10 mL 2 mol/L KCl溶液，充分振蕩，過濾，利用連續流動分析儀（SKALAR SAN++）測定提取液中可交換態無機氮（NH+4-N、NO-2-N和NO-3-N）含量。

1.3.2 干土效應試驗。

稱取5.00 g過2 mm篩的風干土置于100 mL的離心管中，按各自鮮土含水量加水后，管口覆蓋一薄層醫用脫脂棉以減少土壤水分蒸發，置于室溫下培養，根據蒸發量每日定時補水一次。設置0、4、7和10 d為培養時間梯度組，每組每個梯度設3次重復，同時設空白組（不加土樣）。在培養的第0、4、7和10天取樣測定，繼續往離心管中加入40 mL培養緩沖液，于25 ℃黑暗環境中，搖床150 r/min，培養24 h后，加入10 mL 2 mol/L KCl溶液，充分振蕩，過濾，利用連續流動分析儀（SKALAR SAN++）測定浸提液中可交換態無機氮（NH+4-N、NO-2-N和NO-3-N）含量。

1.4 數據處理與分析

采用礦化速率表征土壤氮礦化作用，同時計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同步進行。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含量差異進行計算[20-21]。

采用Excel 2013和Origin 8.0軟件對數據進行分析和圖表制作。采用SPSS 17.0統計軟件對試驗數據進行單因子方差分析（ANOVA），進行不同培養時間氮礦化量和氮礦化速率的比較，用LSD多重比較法檢驗研究對象及處理間的差異顯著性。

2 結果與分析

2.1 不同植被覆被土壤鮮土的無機氮含量

閩江口鱔魚灘濕地土壤的無機氮含量見圖2。因亞硝態氮（NO-2-N）含量過低，與其他無機氮含量相差2個數量級，故此處不予討論。不同植被覆被濕地土壤的無機氮（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，土壤NH+4-N和NO-3-N的含量也表現出相同的趨勢。方差分析結果表明，NO-3-N含量表現為任意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種土壤中無機氮的主要存在形式，其含量占無機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為：秋茄、蘆葦、互花米草、咸草（表2）。方差分析結果表明，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，導致硝化細菌的死亡或休眠，硝化作用受到抑制，而同時由于厭氧細菌分解有機質對電子受體的需要，引起硝態氮充當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），土壤反硝化作用強于硝化作用，硝化產生的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水效應

對4種不同植被型土壤的風干土進行復水試驗后發現，第0天所有風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為：蘆葦（44.75%）、秋茄（29.14%）、互花米草（16.31%）、咸草（15.51%）（圖3），說明風干土需通過復水才可恢復土壤的生態活性（激活效應）。秋茄和咸草風干土復水后的礦化速率均隨培養天數增加呈現逐漸升高的趨勢，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，礦化速率均隨培養天數增加呈現“下降—升高—下降”的波動趨勢，且在培養的第4天和第10天二者均出現負值，然而培養第7天的土壤礦化速率達到最大值，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%。秋茄和咸草風干土的最佳復水時間均為4 d；而互花米草和蘆葦復水試驗的結果波動性均較大，其最佳的復水時間應為4～7 d，確定值有待進一步的研究論證。

3 討論

3.1 不同植被型對土壤氮礦化作用的影響

土壤氮礦化作用是指有機氮在微生物作用下轉化為礦質氮（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正值，表明此時土壤的有機氮向無機氮轉化，無機氮為凈積累。但秋茄土壤的氮礦化速率較其他3種土壤偏低，但并未表現出顯著差異，主要原因可能為：一是與土壤水熱條件、養分條件等土壤環境有關[24]。在該試驗區域內，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]的結論一致。Haramoto等[25]在甘藍田地探討免耕和覆蓋作物能否促進土壤氮礦化時發現，低水分在一定程度上限制了土壤氮礦化。二是在該試驗的研究區域內，秋茄覆被土壤淹水頻率相對較高，導致土壤的透氣性相對較差，造成土壤中的厭氧微生物生長和反硝化活躍，一部分的無機氮會以氣體形式散失，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氮含量低，也可以解釋其氮礦化速率較低[26]。三是在該試驗區域，秋茄覆被土壤所在灘面位置相對較低，更易受潮汐的影響，水淹時間更長，土壤中的礦質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，三者也并未表現出顯著差異。不同植被類型對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不同植被和海拔高度的氮礦化速率長達6年的研究結果表明，植被類型是氮礦化速率的主要控制因素，因為植被類型可以通過調節氮的轉化速率，從而控制土壤的特性。另一方面，凋落物也可能是導致不同植被類型土壤氮礦化速率的影響因素，因為凋落物分解輸入土壤后可促進土壤有機質含量增加，從而促進土壤氮礦化速率升高[28]。劉白貴[29]對該研究區域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，同時翟水晶等[30]在該試驗區域對咸草、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（激活效應）

試驗表明，4種植被類型土壤在進行干土效應培養的當天，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一致，礦化速率隨培養時間先上升后下降，且在第7天均表現出最大礦化速率，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也較一致，只在培養的第7天表現出最大礦化速率，分別比新鮮土樣的礦化速率提高了58.58%、47.91%，而在其他培養天數下，礦化速率均下降。

蘆葦和互花米草土壤，它們在培養的第4天礦化速率出現負值，這可能是由于土樣經過風干、磨土和過篩等處理后，土壤中的微生物部分失活，把有機氮分解為無機氮的能力有限，而其自身又需要利用土壤中現有的無機氮來維持，因此需要消耗一部分土壤無機氮，所以土壤的無機氮補給有限（供給小于需求），土壤的氮礦化速率出現負值[31]。隨著培養時間的增加，土壤中能夠促進氮礦化的微生物活性增強，分解有機氮的能力開始提升，所以補給土壤的無機氮多于微生物自身利用的土壤無機氮（供給大于需求），因此氮礦化速率呈現正值。而后隨著培養時間的進一步增加，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負值。但第4天和第10天土壤礦化速率過低，其原因還有待更進一步的研究。另外，蘆葦和互花米草復水試驗的波動性也可能是由于土壤微生物競爭引起的。礦質氮（NH+4-N+NO-3-N）的生物固持（同化）及有機氮的礦化是土壤中同時進行的2個方向相反的過程。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雜，因此在復水過程，各種微生物會相互競爭，負值可能是由于礦化微生物處于相對弱勢，而同化作用（會吸收消耗NH+4+NO-3）的微生物相對強勢。在培養后期，同化微生物已達到相對穩定水平，礦化微生物得以恢復，礦化速率成為正值。

秋茄和咸草土壤，它們在培養的前7 d氮礦化速率不斷升高，尤其是咸草土壤在復水試驗的第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）。出現該種現象的主要原因可能為，一是秋茄和咸草土壤復水試驗時，土壤經歷從“濕土—干土—濕土”的干濕交替，引起土壤收縮和膨脹，破壞土壤的團聚體，并釋放出閉蓄態有機物，提高了基質的有效性[32]。Mikha等[33]也發現風干土加濕后氮礦化速率增加是由于其在濕潤后會釋放一些新的有機物。二是風干過程會導致部分微生物死亡（即滅菌作用）[34]，從而產生微生物殘骸，其體內的養分經釋放便可促進土壤氮礦化作用。Schimel等[35]和Fierer等[36]也證實，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。三是滲透調節物質的分泌促進了礦化作用，因為微生物大部分具半透膜結構，復水過程使外環境水勢變低，土壤中未死亡的微生物就必須通過滲透調節功能（分泌體內的無機溶質等）保持內環境的穩態，這些分泌物為礦化作用提供物質和能量來源[37]。

值得注意的是，復水試驗的第7天之后，互花米草和蘆葦風干土的礦化速率均顯著下降，且在第7天出現最大值（且最接近鮮土礦化速率）。說明對于亞熱帶典型河口區的閩江口濕地，其互花米草和蘆葦植被覆被土壤的干土效應（激活效應）最適時間為4～7 d。原因可能是，復水試驗采用的是5.00 g過2 mm篩的風干土，研究區域表層（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內可讓絕大多數微生物利用使其激活，礦化速率達到最高。第7～10天由于土樣中的養分已逐漸被消耗，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）干土激活效應結果顯示，秋茄和咸草風干土的最佳復水時間均為4 d，而互花米草和蘆葦則為4～7 d。因此，選用干土復水試驗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。

參考文獻

[1]DIAZ R J，ROSENBERG R.Spreading dead zones and consequences for marine ecosystems[J].Science，2008，321（5891）：926-929.

[2] Li X F，HOU L J，LIU M，et al.Primary effects of extracellular enzyme activity and microbial community on carbon and nitrogen mineralization in estuarine and tidal wetlands[J].Applied microbiology and biotechnology，2015，99（6）：2895-2909.

[3] LIND L P D，AUDET J，TONDERSKI K，et al.Nitrate removal capacity and nitrous oxide production in soil profiles of nitrogen loaded riparian wetlands inferred by laboratory microcosms[J].Soil biology and biochemistry，2013，60：156-164.

[4] LANG M，CAI Z C，MARY B，et al.Landuse type and temperature affect gross nitrogen transformation rates in Chinese and Canadian soils[J].Plant and soil，2010，334（1/2）：377-389.

[5] BARTLETT R，JAMES B.Studying dried，stored soil samples：Some pitfalls[J].Soil science society of america journal，1980，44（4）：721-724.

[6] LADOMONSERRAT L，LULL C，BAUTISTA I，et al.Soil moisture increment as a controlling variable of the“Birch effect”.Interactions with the prewetting soil moisture and litter addition[J].Plant and soil，2014，379（1/2）：21-34.

[7] 林江輝，李輝信，胡鋒，等.干土效應對土壤生物組成及礦化與硝化作用的影響[J].土壤學報，2005，41（6）：924-930.

[8] RUSSELL E W.Soil conditions and plant growth[J].Soil science，1962，93（1）：73.

[9] 劉艷麗，張斌，胡鋒，等.干濕交替對水稻土碳氮礦化的影響[J].土壤，2008，40（4）：554-560.

[10] 劉云凱，張彥東，孫海龍.干濕交替對東北溫帶次生林與落葉松人工林土壤有機碳礦化的影響[J].水土保持學報，2010，24（5）：213-217.

[11] JIN V L，HANEY R L，FAY P A，et al.Soil type and moisture regime control microbial C and N mineralization in grassland soils more than atmospheric CO2induced changes in litter quality[J].Soil biology and biochemistry，2013，58：172-180.

[12] 潘齊坤，羅專溪，邱昭政，等.九龍江口濕地表層沉積物氮的形態分布特征[J].環境科學研究，2011，24（6）：673-678.

[13] 胡偉芳，曾從盛，高君穎，等.閩江口鱔魚灘蘆葦濕地沉積物甲烷產生與氧化潛力對外源物質輸入的響應[J].環境科學學報，2015，35（4）：1116-1124.

[14] 仝川，黃佳芳，王維奇，等.閩江口半咸水蘆葦潮汐沼澤濕地甲烷動態[J].地理學報，2012，67（9）：1165-1180.

[15] 王維奇，王純，仝川，等.閩江河口區鹽-淡水梯度下蘆葦沼澤土壤有機碳特征[J].濕地科學，2012，10（2）：164-169.

[16] 閆宗平.閩江河口濕地入侵種互花米草甲烷排放特征[D].福州：福建師范大學，2008.

[17] 林賢彪，林嘯，顏燕燕，等.閩江口鹽淡水濕地沉積物：水界面無機氮交換通量特征[J].水土保持學報，2013，27（5）：260-266.

[18] XIA Y，ZHU Y G，GU Q，et al.Does longterm fertilization treatment affect the response of soil ammoniaoxidizing bacterial communities to Zn contamination？[J].Plant and soil，2007，301（1/2）：245-254.

[19] 劉波，周鋒，王國祥，等.沉積物氮形態與測定方法研究進展[J].生態學報，2011，31（22）：6947-6958.

[20] HISHI T，URAKAWA R，TASHIRO N，et al.Seasonality of factors controlling N mineralization rates among slope positions and aspects in cooltemperate deciduous natural forests and larch plantations[J].Biology and fertility of soils，2014，50（2）：343-356.

[21] 劉星岑，魏江生，周梅，等.興安落葉松林土壤的無機態氮及氮礦化速率[J].東北林業大學學報，2014，42（4）：60-64.

[22] 王雨春，萬國江，尹澄清，等.紅楓湖、百花湖沉積物全氮、可交換態氮和固定銨的賦存特征[J].湖泊科學，2002，14（4）：301-309.

[23] HEUMANN S，RIMMER D L，SCHLICHTING A，et al.Effects of potentially inhibiting substances on C and net N mineralization of a sandy soil：A case study[J].Journal of plant nutrition and soil science，2013，176（1）：35-39.

[24] 解成杰，郭雪蓮，余磊朝，等.滇西北高原納帕海濕地土壤氮礦化特征[J].生態學報，2013，33（24）：7782-7787.

[25] HARAMOTO E R，BRAINARD D C.Strip tillage and oat cover crops increase soil moisture and influence N mineralization patterns in cabbage[J].HortScience，2012，47（11）：1596-602.

[26] KADER M A，SLEUTEL S，BEGUM S A，et al.Nitrogen mineralization in subtropical paddy soils in relation to soil mineralogy，management，pH，carbon，nitrogen and iron contents[J].European journal of soil science，2013，64（1）：47-57.

[27] KNOEPP J D，SWANK W T.Rates of nitrogen mineralization across an elevation and vegetation gradient in the southern Appalachians[J].Plant and soil，1998，204（2）：235-241.

[28] 陳印平，潘開文，吳寧，等.凋落物質量和分解對中亞熱帶栲木荷林土壤氮礦化的影響[J].應用與環境生物學報，2005，11（2）：146-151.

[29]劉白貴.閩江河口濕地蘆葦、短葉茳芏和互花米草三種植物枯落物分解研究[D].福州：福建師范大學，2008.

[30] 翟水晶，劉白貴，賈宜，等.閩江河口潮汐沼澤枯落物分解過程的能量動態特征[J].福建師范大學學報（自然科學版），2013，29（4）：73-79.

[31] 高俊琴，歐陽華，張鋒，等.若爾蓋高寒濕地土壤氮礦化對溫度和濕度的響應[J].濕地科學，2008，6（2）：229-234.

[32] 陳林，張佳寶，趙炳梓，等.不同施氨水平下土壤的生化性質對干濕交替的響應[J].土壤學報，2013，50（4）：675-683.

[33] MIKHA M M，RICE C W，MILLIKEN G A.Carbon and nitrogen mineralization as affected by drying and wetting cycles[J].Soil biology and biochemistry，2005，37（2）：339-347.

[34] 朱兆良，文啟孝.中國土壤氮素[M].南京：江蘇科學技術出版社，1992.

[35] SCHIMEL J，BALSER T C，WALLENSTEIN M.Microbial stressresponse physiology and its implications for ecosystem function[J].Ecology，2007，88（6）：1386-1394.

[36] FIERER N，SCHIMEL J P.Effects of dryingrewetting frequency on soil carbon and nitrogen transformations[J].Soil biology and biochemistry，2002，34（6）：777-787.

[37] HALVERSON L J，JONES T M，FIRESTONE M K.Release of intracellular solutes by four soil bacteria exposed to dilution stress[J].Soil science society of america journal，2000，64（5）：1630-1637.

[38] 張子川.閩江口不同鹽度短葉茳芏潮汐沼澤土壤理化特征及模擬鹽水入侵對甲烷產生速率的影響[D].福州：福建師范大學，2013.

[39] 王曉龍，徐立剛，姚鑫，等.鄱陽湖典型濕地植物群落土壤微生物量特征[J].生態學報，2010，30（18）：5033-5042.

[40] 黃秋雨.崇明島蘆葦濕地土壤微生物性質的環島特征[D].上海：華東師范大學，2012.