环境科学学报  2017, Vol. 37 Issue (10): 4011-4018
盐度和水淹对短叶茳芏枯落物分解和二氧化碳释放的影响    [PDF全文]
胡伟芳1,2 , 曾从盛1,2,3 , 张美颖1,2 , 张林海1,2,3 , 杨平1,2 , 章文龙1,2     
1. 福建师范大学地理研究所, 福州 350007;
2. 福建师范大学亚热带湿地研究中心, 福州 350007;
3. 湿润亚热带生态-地理过程教育部重点实验室, 福州 350007
摘要: 在全球气候变暖和盐水入侵的背景下,探究湿地枯落物分解和CO2释放对盐度和水淹的响应具有重要意义.以闽江河口湿地的短叶茳芏为研究对象,模拟不同盐度和水淹条件下枯落物分解.研究结果表明:① 盐度升高抑制枯落物的分解(p < 0.01),低盐(5)、中盐(10)、高盐(15)在非水淹条件下分别比对照(0)的失重率平均减少10.83%、17.93%和29.39%,水淹条件下平均减少24.18%、31.62%和47.46%.② 对照组的枯落物分解速率为水淹条件(0.0070 d-1t0.95=0.76 a)大于非水淹条件(0.0051 d-1t0.95=0.94 a),而处理组的枯落物分解速率和CO2释放速率均呈现出非水淹条件大于水淹条件.非水淹的枯落物CO2释放通量比水淹条件的增长7.05%~86.23%.③ 在枯落物分解95%的干物质的期间内,与水淹条件相比,非水淹对照组平均每g干物质释放的CO2高于水淹对照组34.49%;然而,随盐度升高,非水淹条件下的平均每g干物质释放的CO2受抑制.④ 盐度和水淹对枯落物残留量的贡献率分别为24.82%和14.29%,对枯落物CO2释放通量的贡献率分别为75.62%和6.13%.
关键词: 枯落物     湿地     盐度     水淹     二氧化碳    
Effect of salinity and inundation on the decomposition of Cyperus malaccensis litter and carbon dioxide release
HU Weifang1,2, ZENG Congsheng1,2,3, ZHANG Meiying1,2, ZHANG Linhai1,2,3 , YANG Ping1,2, ZHANG Wenlong1,2    
1. School of Geographical Sciences, Fujian Normal University, Fuzhou 350007;
2. Research Center of Wetlands in Subtropical Region, Fujian Normal University, Fuzhou 350007;
3. Key Laboratory of Humid Sub-tropical Eco-geographical Process of Ministry of Education, Fuzhou 350007
Received 2 March 2017; received in revised from 23 May 2017; accepted 23 May 2017
Supported by the Public Welfare Scientific Research of Fujian Province (No.2017R1034-6), the National Fund for Talent Training in Basic Science (No.IRTL1205), the Natural Science Foundation of Fujian Province (No.2015J01161, 2014J01119) and the National Natural Science Foundation of China (No.31000262)
Biography: HU Weifang (1990—), female, E-mail:weifanghyx@163.com
*Corresponding author: ZHANG Linhai, E-mail:mary12maryzhang@126.com
Abstract: Response of litter decomposition and carbon dioxide (CO2) releases to salinity and inundation has an important significance under the background of global climate warming and saltwater intrusion. This study used a microcosm experiment to determine the impact of different salinity and inundation on litter decomposition and CO2 releases of Cyperus malaccensis from the Min River estuary, SE China. The results show that, ① the litter mass loss rates of in the high salinity (15 pus), middle salinity (10 psu) and low salinity (5 psu) treatments decreased about 10.83%, 17.93% and 29.39% compared with control treatment (0 psu) under the flooded condition, and about 24.18%, 31.62% and 47.46% under the un-flooded condition, respectively; ② the decomposition rates of C. Malaccensis in the flooded condition of the control treatment was 0.0070 d-1 (t0.95=0.76 a), which was significantly higher than that in the un-flooded condition of 0.0051 d-1 (t0.95=0.94 a) (p < 0.05). However, the decomposition rates of C. Malaccensis and its CO2 release rates were higher in un-flooded condition than in flooded condition for all treatments. Overall, the CO2 releases rate of C. Malaccensis litter in un-flooded condition increased by 7.05%~86.23% as compared with in flooded condition. ③ During the decomposition period of 95% dry matter, compared with flooded condition, CO2 releases in un-flooded were higher about 34.49% in control treatment, but inhibited by an increase of salinity. ④ Salinity and inundation contributed about 24.82% and 14.29% to litter mass loss, respectively, and about 75.62% and 6.13% to CO2 release rates.
Key words: litter     wetlands     salinity     inundation     carbon dioxide    
1 引言(Introduction)

全球气候变暖、海水热膨胀和冰层融化等导致全球海平面以0.25~1.00 mm·a-1的速度上升(IPCC, 2013), 造成滨海地区盐水入侵(Morrissey et al., 2014), 成为威胁滨海河口湿地的主要因素(Meehl et al., 2007).枯落物分解过程是生物地球化学循环过程中的关键一环(Hoorens et al., 2003), 其分解快慢及分解产生的CO2对湿地物质循环和能量转变、土壤碳库累积和维护滨海湿地高程具有重要意义(Manzoni et al., 2010; Kuehn et al., 2011; Kirwan et al., 2013; Berrier et al., 2014).因此, 在全球气候变暖和盐水入侵的背景下, 探究湿地枯落物分解和CO2释放对盐度和水淹的响应具有重要意义.目前, 关于盐度和水淹条件对枯落物分解的影响已有学者开展了相关研究.有研究表明, 水淹环境中氧气(O2)浓度较低, 抑制微生物活性, 进而降低枯落物的分解速率(Laiho et al., 2004; Freeman et al., 2004);但也有研究认为, 厌氧对枯落物分解速率的影响并不总是抑制作用(Sun et al., 2016).另一方面, 较高盐度条件下, 盐分胁迫导致枯落物分解减缓(Roache et al., 2006; Quintino et al., 2009; Lopes et al., 2011; 侯贯云等, 2017), 但也有耐高盐的微生物会促进枯落物分解(Lopes et al., 2011; Sun et al., 2016).而关于枯落物CO2释放对盐度和水淹的响应研究鲜见报道.基于此, 选取盐度适宜性较广的植被——短叶茳芏(Cyperus malaccensis)为研究对象, 研究其枯落物分解特征及CO2释放对盐度和水淹的响应, 明晰盐度和水淹对分解速率及CO2释放的贡献率, 并探讨其驱动机制, 以期为预测潮汐湿地枯落物分解对全球气候变化下盐水入侵的响应机制提供参考.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 样品采集与处理

于2014年12月采集闽江河口潮汐湿地优势植物——短叶茳芏立枯体, 带回实验室.将表层15 cm原状土带回实验室, 放入分解箱(90 cm×30 cm×26 cm的树脂塑料大盆), 加入不同盐度的“人造海水”, 稳定培养环境1个月.枯落物风干后, 剪成5 cm左右的小段, 称净重15 g装分解袋(规格为25 cm×25 cm, 孔径为0.2 mm的尼龙网), 用以测定枯落物的重量变化;同时, 称净重30 g的枯落物装大分解袋, 用以测定枯落物的CO2释放通量.根据潮汐半咸水湿地和潮汐淡水湿地盐度差(约为5), 盐度梯度设置分别为0(对照)、5(低盐)、10(中盐)和15(高盐);同时设置非水淹(水淹深度为1 cm, 不浸没分解袋)和水淹(水淹深度为10 cm, 持续浸没分解袋)两种淹水条件, 共8个处理, 每个处理3个重复.此外, 为了防止雨水干扰实验, 在样地上方安装防雨装置.

每个月定期采集小分解袋, 清洗、烘干后, 测定分解袋的重量变化.采用2265FS便携式电导/温度计(Spectrum Technologies Inc, 美国)测定土壤温度与电导率, 采用pH便携式测定仪(IQ Scientific Instruments, 美国)测定土壤pH.

每个月定期采集大分解袋内的枯落物测定其CO2释放通量, 方法依据Zhang et al.(2014a; 2014b)进行调整.用灭菌的镊子将无菌滤纸放入250 mL的培养瓶中, 加入去离子水, 使滤纸水分达到饱和状态.称取4 g枯落物(鲜重)于培养瓶, 放入20 ℃的培养箱中预培养2 h后, 用硅胶密封.于0、2、4、8 h采用气密性注射器在采样口抽气, 每次抽取10 mL气样, 分别装入规格为50 mL的铝箔气样袋, 测定气样中CO2浓度.同时测定枯落物的含水率.气样中CO2浓度采用气相色谱仪(Shimadzu GC-2014, 日本)测定.检测器为FID(氢火焰离子化检测器), 载气为氮气, 流速30 mL·min-1.氢气为燃气, 流速为47 mL·min-1, 空气为助燃气, 流速为400 mL·min-1, 检测温度为280 ℃, 分离柱温度为45 ℃.枯落物的CO2通量计算公式见式(1).

(1)

式中, yT为枯落物的CO2通量(μg·g-1·h-1);dc/dt为培养瓶内气体浓度单位时间的变化(μL·L-1·h-1);12为C的原子质量;m为瓶内枯落物的干重(g);P为大气压力(MPa);T为采样箱内的温度(℃);P0T0为气体摩尔体积(L), V为标准状态下的气体摩尔体积(22.4 L·mol-1).

2.2 数据处理与分析

枯落物分解常数采用Olson的指数衰减模型(Olson, 1963)来描述.采用EXCEL 2007计算数据的最大值、最小值、平均值和标准误等参数;采用SPSS 19.0的重复测量方差分析对不同处理进行差异性检验, 采用皮尔逊相关性分析、多元线性回归分析对各因子相关分析及计算各因子的贡献率.采用Oragin 8.0作图.本文图和表中的数据均为:平均±标准误差.当p<0.05时, 视为达到显著性水平.

3 结果与分析(Results and analysis) 3.1 枯落物失重率

重复测量方差分析结果表明, 短叶茳芏枯落物的残留量在不同时间、盐度、水淹及其交互作用条件下均存在极显著差异(p<0.01), 盐度升高显著抑制了枯落物的分解(图 1).回归方程拟合结果(表 1)表明, 在整个分解期内, 水淹对照组的枯落物分解最为迅速(0.0070 d-1), 其次是非水淹对照组(0.0051 d-1), 二者分解95%的干物质所需要的时间分别为0.76 a和0.94 a.在非水淹条件下, 枯落物的分解速率随着时间呈先升后降的趋势;对照、低盐、中盐和高盐的最高分解速率分别为0.0083 d-1(59 d)、0.0068 d-1(89 d)、0.0057 d-1(28 d)和0.0051 d-1(120 d);低盐、中盐和高盐分别比对照组的失重率平均减少了10.83%、17.93%和29.39%.在水淹条件下, 除对照外枯落物的分解速率随着时间呈下降趋势, 盐度升高对枯落物分解的抑制效果随时间增加而逐渐增强;低盐、中盐和高盐分别比对照组的失重率平均减少了24.18%、31.62%和47.46%.另一方面, 在水淹环境下, 盐度对枯落物分解的抑制效果比非水淹环境下的更为明显.在水淹条件下, 低盐、中盐和高盐组分解95%的干物质所需要的时间分别为1.69、2.30和2.10 a, 比对照组所需时间分别增加了1.22、2.03和1.76倍(表 1).

图 1 水盐梯度下的短叶茳芏枯落物的分解速率和失重率 Fig. 1 Litter decomposition rate and mass loss rate of C. malaccensis in different salinity and inundation gradient

表 1 水盐梯度下短叶茳芏枯落物物质残留量自然对数(y)与分解天数(t)的回归方程、相应参数及CO2释放通量 Table 1 Equations and parameters of natural logarithm (y) of litter mass remaining regressed on decomposition days (t) and CO2 fluxesof C. malaccensis litter decomposition
3.2 枯落物的CO2通量

短叶茳芏枯落物的CO2释放通量在不同时间、盐度、水淹及其交互作用条件下均存在极显著差异(p<0.01).由图 2可知, 枯落物CO2释放通量随时间呈“W”型变化趋势, 两个低值分别出现在第89 d和第150 d, CO2释放通量为(31.66±6.75)~(140.77±1.71)μg·g-1·h-1.

图 2 水盐梯度下短叶茳芏枯落物的CO2通量 Fig. 2 CO2 fluxes of C. malaccensis litter in different salinity and inundation gradient

在非水淹条件下, 除高盐在120~150 d期间促进枯落物CO2释放外, 盐度升高大部分表现为抑制枯落物CO2释放, 且盐度越高抑制作用越明显;在分解后期, 高盐比对照减少62.22%.在水淹条件下, 在分解前28 d和120~150 d, CO2释放通量随盐度升高而增加;在分解前的59~89 d和181 d反之.另一方面, 低盐条件下, 非水淹的CO2释放通量基本大于水淹的, 约增长7.05%~86.23%;中盐条件下, 除第89 d外, 非水淹条件的CO2释放通量均比水淹条件少, 约减少5.34%~34.74%;高盐条件下, 水淹条件对枯落物CO2释放通量随时间呈波动变化.

3.3 水淹和盐度交互作用下枯落物分解及CO2通量的贡献

根据枯落物的残留量变化和CO2释放通量变化计算可得, 在枯落物分解95%的干物质的期间内, 非水淹对照组的平均每g干物质释放CO2高于水淹对照组34.49%;随盐度升高, 非水淹处理组平均每g干物质释放的CO2低于水淹条件的约9.03%~36.69%;非水淹条件下, 随盐度升高每g干物质释放的CO2越少, 水淹条件下反之(表 1).

在181 d的分解期内, 盐度升高均抑制短叶茳芏的分解速率.除分解初期水淹会促进分解外, 中期和末期均表现为水淹抑制枯落物分解(表 2).在分解末期, 水淹高盐比非水淹对照的枯落物分解速率减少45.09%, CO2的释放通量减少13.76%.同时, 将枯落物残留量(YW)、枯落物CO2释放通量(YCO2)及分解时间(t)、盐度(X1)和水淹条件(X2)等进行标准化, 再将标准化的数据做多元回归分析, 计算盐度和水淹环境对枯落物分解的贡献率(Natchimuthu et al., 2014).回归方程如下:

(2)
(3)
表 2 水盐梯度下盐度和水淹条件交互作用对短叶茳芏失重率和CO2通量的影响 Table 2 Interaction effects of salinity and inundation on mass loss rates and CO2 fluxes of C. malaccensis litter decomposition

计算可得, 盐度、水淹条件对枯落物的CO2释放通量的贡献率分别为75.62%和6.13%, 对枯落物的残留量的贡献率分别为24.82%和14.29%.

3.4 水土基本理化性质特征及其与枯落物残留量和CO2通量的关系

表 3可知, 枯落物的残留量与盐度、水淹深度、水电导、水温、土电导、土温及CO2通量均呈极显著相关(p<0.01), 与pH不相关(p>0.05).枯落物的CO2通量与分解时间、水电导、水温、土电导、土温、枯落物残留量均呈显著相关(p<0.05), 与盐度、水淹深度和pH不相关(p>0.05).

表 3 水盐梯度下水土基本理化性质特征与枯落物残留量和CO2通量的相关关系 Table 3 Results of correlation analysis between soil and water physicochemical properties and mass loss rate and CO2 fluxes of C. malaccensis litter decomposition
4 讨论(Discussion) 4.1 盐度和水淹状况对枯落物分解的影响

本研究表明, 盐度上升显著抑制枯落物分解, 枯落物残留量与盐度和电导呈显著相关(p<0.01), 与大多数已有报道的研究结果一致(表 4).这与盐度对微生物的盐分胁迫机制(Edmonds et al., 2009; Pivničková et al., 2010)有关.微生物的种类、丰度、群落结构和活性是影响枯落物分解的重要因素(Hättenschwiler et al., 2005).已有研究表明, 盐度升高通过盐分胁迫干扰或毒害微生物和生物(Seo et al., 2008; Hale et al., 2006; Edmonds et al., 2009), 导致微生物数量减少(Pattnaik et al., 2000; Pivničková et al., 2010)、细菌群落组成、生长特性及其功能变化(Silke et al., 2003), 进而抑制枯落物的分解速率.另一方面, 枯落物分解过程中的重量变化与酶活性密切相关(Allison et al., 2004; Romaní et al., 2006).高盐(>20.4) 显著抑制酶活性, 导致枯落物分解减缓(Romaní et al., 2006).此外, 较高盐度下可溶性溶解氧较低, 而SO42-、Ca2+和Mg2+等二价离子浓度较高, 这些因素协同抑制枯落物的分解(侯贯云等, 2017).然而, 盐度变化并不总是抑制枯落物的分解(表 4).潮水带来丰富的硫酸盐促进微生物厌氧分解、盐沼中的某些大型底栖动物(Werry et al., 2005; Craft, 2007)、耐高盐的微生物(Sun et al., 2016; Lopes et al., 2011)及盐度上升导致其他环境因子变化而协同作用引起微生物群落变化(Henriques et al., 2006)从而促进枯落物分解.此外, 也有学者研究认为盐度变化对枯落物分解无显著影响(表 4), 并认为水淹频率、枯落物质量(De et al., 2006)、生物作用(Connolly et al., 2014)、分解时间及分解袋的网格密度等(Quintino et al., 2009)比盐度对枯落物分解的影响重要.本研究在实验预培养阶段已将可见的大型底栖动物剔除, 并使用同种枯落物、相同的分解袋, 排除了大型底栖动物、枯落物质量和分解袋的网格密度的干扰, 因此本研究中的盐度升高对枯落物的分解速率具有显著抑制作用.

表 4 盐度对湿地枯落物分解速率的影响 Table 4 Effects of salinity on litter decomposition rates in wetlands

湿地水分条件是枯落物分解的重要环境因素, 水淹条件影响土壤的氧化还原特性、土壤透气性及水体中的溶解氧浓度, 进而影响微生物对枯落物有机质的矿化分解(侯翠翠, 2012; 蔡晓明, 2000; 牟晓杰, 2010).大部分研究表明, 随着水分的增加, 水体中的O2浓度下降, 从而抑制微生物的活性, 进而降低枯落物的分解速率(Laiho et al., 2004; Freeman et al., 2004).然而, 也有研究表明, 水淹条件下厌氧对枯落物分解速率的影响并不总是抑制作用(Sun et al., 2016).本研究中也得到类似的结论.在分解的前28 d, 非水淹的分解速率比水淹条件下的低11.07%~18.74%.主要源于在分解前期, 水体的浸润作用促进枯落物的淋溶与微生物的新陈代谢, 进而加快枯落物的分解(Mendelssohn et al., 1999).同时, 水体的浸润作用使枯落物的β-葡萄糖苷酶、β-N-乙酰氨基葡萄糖苷酶和酸性磷酸酶活性较高(数据未发表), 催化降解枯落物中复杂的化合物(Allison et al., 2004).然而, 随着水淹时间延长, 水分对微生物的胁迫作用导致其分解受到抑制.不同种类微生物随水分变化幅度不同(Mander et al., 2008; Unger et al., 2009).Guo(2008)研究结果表明季节性积水或湿润条件下枯落物分解速率大于持续淹水条件下的分解速率, Anderson (2002)也得到类似结论.此外, 随着水淹频率增加, 土壤间隙水的Eh显著降低, 土壤pH和EC显著升高(Luo et al., 2014; 章文龙, 2015), 间接影响枯落物的分解.

在分解的末期, 水淹高盐比非水淹对照的枯落物分解速率减少45.09%.这是水淹胁迫机制和盐分胁迫机制交互影响的结果.盐度和水淹条件对枯落物残留量的贡献率分别为24.82%和14.29%, 表明盐度升高对枯落物分解速率的影响大于水淹条件的影响.

4.2 盐度和水淹状况对枯落物CO2释放的影响

枯落物呼吸产生的CO2既是重要的温室气体, 也是表征分解过程中微生物代谢的指标之一(Osono, 2007), 真菌的同化作用对枯落物质量损失的贡献约50%(Gessner et al., 2001).本研究表明, 在分解的前28 d, 非水淹环境下盐度升高抑制CO2释放通量, 而水淹条件下反之.主要原因为在非水淹条件下, 盐分胁迫机制导致微生物数量减少(Pattnaik et al., 2000, Pivničková et al., 2010), 进而减少枯落物的CO2释放.而在水淹与盐分交互作用条件下, 水体的浸润作用在初期促进枯落物的淋溶与微生物的新陈代谢(Mendelssohn et al., 1999), 并干扰了盐度对枯落物呼吸的影响.在分解的28~120 d, 盐度升高抑制枯落物的CO2释放通量, 这与盐分胁迫机制有关.在分解的120~181 d, 高盐促进枯落物的CO2释放, 这与盐度对枯落物分解速率的抑制作用所产生的“滞后”现象有关.相关分析表明, CO2释放通量与枯落物残留量有显著正相关关系(p<0.01), 在分解后期, 淡水和低盐环境中的枯落物剩余物质较少, 而高盐环境下可供微生物分解的剩余物质较多, 因而微生物呼吸作用较强.

在枯落物分解95%的干物质的期间内, 非水淹对照组的平均每g干物质释放CO2高于水淹对照组34.49%;随盐度升高, 非水淹的处理组的平均每g干物质释放CO2低于水淹条件的约9.03%~36.69%.这是盐度和水淹对枯落物分解速率和CO2释放通量共同影响的结果.在非水淹条件下, 微生物处于适度的水分环境, 能与空气充分接触, 微生物的新陈代谢处于较好的状态, 促进枯落物分解的同时, 也促进枯落物的CO2释放通量.因此, 非水淹对照组的CO2释放较高.随着盐度的升高, 盐分胁迫作用在非水淹条件下作用更显著.而在水淹条件下, 尽管在分解初期, 湿润条件促进枯落物重量损失, 但在较长的时间尺度内, 水淹条件延缓了枯落物的分解, 抑制了有机质的矿化分解, 促进了有机质在生态系统中的蓄存(侯翠翠, 2012).水淹的盐度处理组枯落物分解95%的干物质所需的时间远大于水淹的对照组及非水淹的处理组(表 1).因此, 水淹的盐度处理组的CO2累积释放较高.这意味着在盐水入侵的背景下, 滨海湿地的枯落物CO2释放量将会增加, 这对区域乃至全球气候变暖的作用不容忽视.

5 结论(Conclusions)

1) 枯落物的残留量和CO2通量在不同时间、盐度、水淹及其交互作用条件下均存在显著差异(p<0.01).盐度和水淹对枯落物的CO2释放通量的贡献率分别为75.62%和6.13%, 对枯落物的残留量的贡献率分别为24.82%和14.29%.

2) 盐度升高通过盐分胁迫干扰或毒害微生物和生物, 抑制枯落物的分解.盐度升高在非水淹条件下抑制枯落物CO2释放, 但在水淹条件下促进枯落物CO2释放.

3) 在分解初期, 水体的浸润作用、较高的酶活性促进枯落物的淋溶与微生物的新陈代谢, 加快枯落物分解.随着水淹时间增加, 水淹通过影响土壤氧化还原环境、土壤透气性及水体中溶解氧浓度, 抑制微生物活性, 进而抑制枯落物分解和CO2释放.

4) 在盐水入侵背景下, 滨海湿地的枯落物CO2释放量将会增加.

参考文献
Allison S D, Vitousek P M. 2004. Extracellular enzyme activities and carbon chemistry as drivers of tropical plant litter decomposition[M]. Biotropica: 285–296.
Anderson J T, Smith L M. 2002. The effect of flooding regimes on decomposition of Polygonum pensylvanicum in playa wetlands (Southern Great Plains, USA)[J]. Aquatic Botany, 74(2): 97–108. DOI:10.1016/S0304-3770(02)00049-9
Berrier D J, Rawls M S, Mccallister S L, et al. 2014. Influence of substrate quality and moisture availability on microbial communities and litter decomposition[J]. Open Journal of Ecology, 4(8): 421–433. DOI:10.4236/oje.2014.48037
Bertness M D. 1985. Fiddler crab regulation of Spartina alterniflora production on a New England salt marsh[J]. Ecology, 4(8): 1042–1055.
蔡晓明. 2000. 生态系统生态学[M]. 北京: 科学出版社.
Connolly C T, Sobczak W V, Findlay S E. 2014. Salinity effects on phragmites decomposition dynamics among the Hudson River's Freshwater Tidal Wetlands[J]. Wetlands, 34(3): 575–582. DOI:10.1007/s13157-014-0526-1
Craft C. 2007. Freshwater input structures soil properties, vertical accretion, and nutrient accumulation of Georgia and US tidal marshes[J]. Limnology and Oceanography, 52(3): 1220–1230. DOI:10.4319/lo.2007.52.3.1220
De A P, Neiff J J, Casco S L. 2006. Leaf litter decomposition in three wetland types of the Paraná River floodplain[J]. Wetlands, 26(2): 558–566. DOI:10.1672/0277-5212(2006)26[558:LLDITW]2.0.CO;2
Edmonds J W, Weston N B, Joye S B, et al. 2009. Microbial community response to seawater amendment in low-salinity tidal sediments[J]. Microbial Ecology, 58(3): 558–568. DOI:10.1007/s00248-009-9556-2
Freeman C, Ostle N, Fenner N, et al. 2004. A regulatory role for phenol oxidase during decomposition in peatlands[J]. Soil Biology and Biochemistry, 36(10): 1663–1667. DOI:10.1016/j.soilbio.2004.07.012
Gessner M O. 2001. Mass loss, fungal colonisation and nutrient dynamics of Phragmites australis leaves during senescence and early aerial decay[J]. Aquatic Botany, 69(2): 325–339.
Guo X, Lu X, Tong S, et al. 2008. Influence of environment and substrate quality on the decomposition of wetland plant root in the Sanjiang Plain, Northeast China[J]. Journal of Environmental Sciences, 20(12): 1445–1452. DOI:10.1016/S1001-0742(08)62547-4
Hättenschwiler S, Tiunov A V, Scheu S. 2005. Biodiversity and litter decomposition in terrestrial ecosystems[J]. Annual Review of Ecology, Evolution, and Systematics, 36: 191–218. DOI:10.1146/annurev.ecolsys.36.112904.151932
Hale R L, Groffman P M. 2006. Chloride effects on nitrogen dynamics in forested and suburban stream debris dams[J]. Journal of Environmental Quality, 35(6): 2425–2432. DOI:10.2134/jeq2006.0164
Henriques I S, Alves A, Tacão M, et al. 2006. Seasonal and spatial variability of free-living bacterial community composition along an estuarine gradient (Ria de Aveiro, Portugal)[J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 68(1): 139–148.
Hoorens B, Aerts R, Stroetenga M. 2003. Does initial litter chemistry explain litter mixture effects on decomposition?[J]. Oecologia, 137(4): 578–586. DOI:10.1007/s00442-003-1365-6
侯翠翠. 2012. 水文条件变化对三江平原沼泽湿地土壤碳蓄积的影响[D]. 长春: 中国科学院研究生院(东北地理与农业生态研究所) http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-80062-1012032122.htm
侯贯云, 翟水晶, 高会, 等. 2017. 盐度对互花米草枯落物分解释放硅、碳、氮元素的影响[J]. 生态学报, 2017, 37(1): 184–191.
胡宏友, 张朝潮, 李雄. 2010. 盐度对秋茄凋落叶分解过程中物质与能量动态的影响[J]. 植物生态学报, 2010, 34(12): 1377–1385.
IPCC. 2013. Working group I contribution to the IPCC fifth assessment report climate 2013: The physical science basis[M]. Cambridge, United Kingdom and New York, N Y, USA.
Kirwan M L, Megonigal J P. 2013. Tidal wetland stability in the face of human impacts and sea-level rise[J]. Nature, 504(7478): 53–60. DOI:10.1038/nature12856
Kostka J E, Gribsholt B, Petrie E, et al. 2002. The rates and pathways of carbon oxidation in bioturbated saltmarsh sediments[J]. Limnology and Oceanography, 47(1): 230–240. DOI:10.4319/lo.2002.47.1.0230
Kuehn K A, Ohsowski B, Francoeur S, et al. 2011. Contributions of fungi to carbon flow and nutrient cycling from standing dead Typha angustifolia leaf litter in a temperate freshwater marsh[J]. Limnology and Oceanography, 56(2): 529–539. DOI:10.4319/lo.2011.56.2.0529
Laiho R, Laine J, Trettin C C, et al. 2004. Scots pine litter decomposition along drainage succession and soil nutrient gradients in peatland forests, and the effects of inter-annual weather variation[J]. Soil Biology and Biochemistry, 36(7): 1095–1109. DOI:10.1016/j.soilbio.2004.02.020
Lopes M L, Martins P, Ricardo F, et al. 2011. In situ experimental decomposition studies in estuaries: A comparison of Phragmites australis and Fucus vesiculosus[J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 92(4): 573–580. DOI:10.1016/j.ecss.2011.02.014
Luo M, Zeng C S, Tong C, et al. 2014. Abundance and speciation of iron across a subtropical tidal marsh of the Min River Estuary in the East China Sea[J]. Applied Geochemistry, 45: 1–13. DOI:10.1016/j.apgeochem.2014.02.014
Mander, Lõhmus K, Teiter S, et al. 2008. Gaseous fluxes in the nitrogen and carbon budgets of subsurface flow constructed wetlands[J]. Science of the Total Environment, 404(2): 343–353.
Manzoni S, Trofymow J A, Jackson R B, et al. 2010. Stoichiometric controls on carbon, nitrogen, and phosphorus dynamics in decomposing litter[J]. Ecological Monographs, 80(1): 89–106. DOI:10.1890/09-0179.1
Meehl G A, Stocker T F, Collins W D, et al. 2007. Global climate projections[J]. Climate Change, 3495: 747–845.
Mendelssohn I A, Sorrell B K, Brix H, et al. 1999. Controls on soil cellulose decomposition along a salinity gradient in a Phragmites australis wetland in Denmark[J]. Aquatic Botany, 64(3): 381–398.
Morrissey E M, Gillespie J L, Morina J C, et al. 2014. Salinity affects microbial activity and soil organic matter content in tidal wetlands[J]. Global Change Biology, 20(4): 1351–1362. DOI:10.1111/gcb.2014.20.issue-4
Natchimuthu S, Selvam B P, Bastviken D. 2014. Influence of weather variables on methane and carbon dioxide flux from a shallow pond[J]. Biogeochemistry, 119(1/3): 403–413.
Olson J. 1963. Energy storage and balance of producers and decomposers in a young scots pine stand in Central Sweden[J]. Oikos, 34: 322–331.
Osono T. 2007. Ecology of ligninolytic fungi associated with leaf litter decomposition[J]. Ecological Research, 22(6): 955–974. DOI:10.1007/s11284-007-0390-z
Pattnaik P, Mishra S, Bharati K, et al. 2000. Influence of salinity on methanogenesis and associated microflora in tropical rice soils[J]. Microbiological Research, 155(3): 215–220. DOI:10.1016/S0944-5013(00)80035-X
Pivničková B, Rejmánková E, Snyder J M, et al. 2010. Heterotrophic microbial activities and nutritional status of microbial communities in tropical marsh sediments of different salinities: the effects of phosphorus addition and plant species[J]. Plant and soil, 336(1/2): 49–63.
Quintino V, Sangiorgio F, Ricardo F, et al. 2009. In situ experimental study of reed leaf decomposition along a full salinity gradient[J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 85(3): 497–506. DOI:10.1016/j.ecss.2009.09.016
Rejmánková E, Houdková K. 2006. Wetland plant decomposition under different nutrient conditions: what is more important, litter quality or site quality?[J]. Biogeochemistry, 80(3): 245–262. DOI:10.1007/s10533-006-9021-y
Roache M C, Bailey P C, Boon P I. 2006. Effects of salinity on the decay of the freshwater macrophyte, Triglochin procerum[J]. Aquatic Botany, 84(1): 45–52. DOI:10.1016/j.aquabot.2005.07.014
Romaní A M, Fischer H, Mille-Lindblom C, et al. 2006. Interactions of bacteria and fungi on decomposing litter: differential extracellular enzyme activities[J]. Ecology, 87(10): 2559–2569. DOI:10.1890/0012-9658(2006)87[2559:IOBAFO]2.0.CO;2
Seo D C, Yu K, Delaune R D. 2008. Influence of salinity level on sediment denitrification in a Louisiana estuary receiving diverted Mississippi River water[J]. Archives of Agronomy and Soil Science, 54(3): 249–257. DOI:10.1080/03650340701679075
Silke L, Veljo K, Johan W, et al. 2003. Salinity as a structuring factor for the composition and performance of bacterioplankton degrading riverine DOC[J]. FEMS Microbiology Ecology,, 45(2): 189–202. DOI:10.1016/S0168-6496(03)00149-1
Sun Z, Mou X, Sun W. 2016. Decomposition and heavy metal variations of the typical halophyte litters in coastal marshes of the Yellow River estuary, China[J]. Chemosphere, 147: 163–172. DOI:10.1016/j.chemosphere.2015.12.079
Unger I M, Kennedy A C, Muzika R M. 2009. Flooding effects on soil microbial communities[J]. Applied Soil Ecology, 42(1): 1–8. DOI:10.1016/j.apsoil.2009.01.007
王维奇, 王纯, 刘白贵. 2012. 盐度对湿地枯落物分解过程中碳氮磷化学计量比的影响[J]. 中国环境科学, 2012, 32(9): 1683–1687.
Werry J, Lee S. 2005. Grapsid crabs mediate link between mangrove litter production and estuarine planktonic food chains[J]. Marine Ecology Progress Series, 293: 165–176. DOI:10.3354/meps293165
章文龙. 2015. 闽江河口湿地土壤氮和磷沿潮滩水淹梯度分布特征及其影响因素[D]. 福州: 福建师范大学 http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10394-1015717777.htm
Zhang X, Mao R, Gong C. 2014a. CO2 evolution from standing litter of the emergent macrophyte Deyeuxia angustifolia in the Sanjiang plain, Northeast China[J]. Ecological Engineering, 63: 45–49. DOI:10.1016/j.ecoleng.2013.12.002
Zhang X, Song C, Mao R, et al. 2014b. Litter mass loss and nutrient dynamics of four emergent macrophytes during aerial decomposition in freshwater marshes of the Sanjiang plain, Northeast China[J]. Plant and Soil, 385(1/2): 139–147.