2018, Vol. 38
[PDF全文]
2. 福建师范大学湿润亚热带生态地理过程教育部重点实验室, 福州 350007;
3. 福建师范大学亚热带湿地研究中心, 福州 350007
2. Key Laboratory of Humid Sub-tropical Eco-geographical Process of Ministry of Education, Fuzhou 350007;
3. Research Centre of Wetlands in Subtropical Region, Fujian Normal University, Fuzhou 350007
甲烷(CH4)作为重要的温室气体, 贡献了全球气候变化约80%的辐射强度, 对全球变暖具有重要影响(IPCC, 2014).工业革命以来, 大气中CH4浓度已从前工业化时期的715×10-9增加到2016年的1845×10-9, 并继续以每年1.1%的速度增加(World Meteorological Organization, 2016).河口潮汐沼泽湿地生态系统介于海洋和陆地之间, 具有较高的初级生产力(姚守平等, 2007), 是大气重要的CH4的排放源.近20年来, 滨海湿地生态系统CH4排放通量的研究逐渐增多, 主要集中于河口盐沼湿地(Shingo et al., 2000)、红树林沼泽(Allen et al., 2007; Ganguly et al., 2008)、滨海潟湖(Gregorich et al., 2006; Hirota et al., 2007)以及滨海湿地(Amouroux et al., 2002).近年来, 滨海湿地受围垦养殖和港口建设等活动影响, 使得滨海湿地水文状况、土壤理化性质以及植被类型发生变化, 可能导致滨海湿地生态系统碳库和温室气体汇源功能发生改变(宋红丽, 2015).曾从盛等(2008)对闽江河口湿地表层土壤有机碳对土地利用变化响应的研究表明, 滩涂养殖地、水稻田和养虾塘沉积物有机碳含量相对于芦苇湿地分别降低了27%、75%和67%.崇明东滩高潮滩转化为围垦湿地后, 减少了CH4通量, 促进了CO2和N2O通量(汪青等, 2010).但是, 滨海及河口感潮沼泽湿地围垦成水产养殖塘后, CH4排放通量的变化鲜有报道.
中国是世界上水产养殖面积最大的国家, 2010年全国滨海养殖塘面积达12099.5 km2(姚云长等, 2016).受市场需求的影响以及土地资源的限制(Liu et al., 2016), 我国东南沿海滨海及河口湿地转化为陆基水产养殖塘的数量不断增加, 福建省滨海陆基养殖塘面积从1985年的297.18 km2增加到2010年的565.91 km2(姚云长等, 2016).本研究以闽江河口鳝鱼滩湿地中部分布的短叶茳芏沼泽湿地及其比邻的、2012年由短叶茳芏沼泽湿地围垦转化成的养虾塘为研究对象, 同步开展短叶茳芏沼泽湿地生态系统CH4排放通量, 以及养虾塘养殖期水-大气界面和非养殖期沉积物-大气界面CH4排放通量的测定, 并同步测定相关环境因子, 以期认识河口沼泽湿地转化为水产养殖塘后的CH4排放通量的变化规律, 为揭示河口沼泽湿地围垦养殖对河口沼泽湿地CH4排放通量的影响, 以及为评估人类活动对滨海湿地生态系统CH4排放通量影响提供科学参考.
2 研究方法(Research method) 2.1 研究区概况鳝鱼滩(119°34′12″~119°40′40″E, 26°00′36″~26°03′42″N)是闽江入海口区最大天然湿地, 面积3120 hm2.闽江河口地处中亚热带和南亚热带海洋性季风气候过渡区, 气候暖热湿润, 多年平均温度19.6 ℃, 年降水日数153 d, 多年平均降水量1346 mm, 降水多集中在3—9月, 潮汐属于正规半日潮(郑彩虹等, 2006).鳝鱼滩上分布的主要湿地优势植物有土著种短叶茳芏(Cyperus malaccensis)和芦苇(Phragmites australis)(杨平等, 2015).由于互花米草(Spartina alterniflora)对于鳝鱼滩湿地的入侵, 在鳝鱼滩中偏西部五门闸附近中高潮滩呈现出短叶茳芏群落、芦苇群落和大片的互花米草群落镶嵌分布的景观(119°37′31″E, 26°01′46″N), 2012年当地创造一些水鸟栖息地调节水塘, 将一些沼泽湿地变为养虾塘.选取环境条件均匀一致的短叶茳芏群落, 在其旁边选取一个开垦时间约为4年的大型养虾塘, 养虾塘面积约8500 m2, 平均水深1.4 m(图 1).养殖的虾为南美白对虾(Litopenaeus vannamei).养虾塘采样点位于养殖塘中部, 短叶茳芏湿地采样点距养殖塘采样点约50 m.闽江河口陆基水产养殖塘养殖期一般从5月开始, 10月末捕获虾结束养殖.根据虾生长状况可分为养殖初期(0~47 d, 虾重0.01~2.43 g·PL-1)、中期(48~114 d, 虾重2.43~9.67 g·PL-1)与后期(115~163 d, 虾重9.67~13.25 g·PL-1), 待虾捕获后, 虾塘紧接着进行排水活动, 进入非养殖排干晒塘期(Yang et al., 2017).实验期间2个样地沉积物基本理化性质见表 1.
 |
| 图 1 研究区域与采样点位置 Fig. 1 Locations of the study area and the sampling sites |
| 表 1 短叶茳芏湿地与养虾塘沉积物/间隙水基本理化性质 Table 1 Sediment physical and chemical characteristics in the C. malaccensis marsh and shrimp pond |
 |
2016年5月—2017年3月对养虾塘养殖期(水-气界面)和非养殖期(土-气界面)CH4通量以及同期短叶茳芏湿地生态系统CH4通量进行测定.在短叶茳芏湿地内, 2016年4月随机布设4个采样点(4个重复, 彼此间距约5 m).气体取样采用静态暗箱法(Tong et al., 2013; Upderaff et al., 2001), 底座与箱体均为PVC材料, 前者长、宽、高为35、35、30 cm, 底座在整个观测期间固定埋设在采样点, 露出地面5 cm.短叶茳芏株高度约为120 cm, 因此静态箱体由中箱和顶箱2部分组成(仝川等, 2011), 二者长、宽、高分别为35、35、100 cm和35、35、30 cm.底座和中箱顶部均有水槽, 顶箱上部安装有小风扇以混合气体.
对于养虾塘养殖期每个测定日, 乘小船到达养虾塘中央, 在船身四周设置4个采样点(4个重复, 彼此间距约2 m).气体取样采用静态浮箱法, 浮箱主体由透明有机玻璃构成(直径25 cm, 高40 cm的圆柱), 外面包有铝箔气泡膜；箱上安装一个通风管用于平衡箱内外的压力, 侧面有气体采样口.采样前让箱口朝上, 以便箱内充满空气；采样时将采样箱箱口朝下悬挂于泡沫块上, 同时, 为了确保箱内空气与外界隔绝, 将采样箱置于水面, 使箱口浸入水中, 浸入深度根据采样时风浪状况来定(Huttunen et al., 2003a; Zhu et al., 2010).非养殖排干期, 在养殖期布设的4个水-气界面采气点的位置, 利用静态暗箱进行土-气界面气样采集.静态箱底座与顶箱均为PVC材料, 箱体长、宽、高为35、35和20 cm, 顶箱上部安装有小风扇以混合气体.
每15 d测定1次气体通量.短叶茳芏湿地和养虾塘同步采样, 上午10:00开始采样, 各采样日该时刻基本对应短叶茳芏湿地非潮水水淹阶段(涨潮前阶段), 地表基本出露, 2个样地同时进行采样.每个采样点使用100 mL注射器在0、15、30和45 min各采集1次气样以计算气体通量, 气样采集后立刻注射到1 L铝箔采样袋中(大连德霖气体包装有限公司生产), 立刻送回实验室, 48 h内用GC2010气相色谱仪(岛津, Japan)分析测定CH4气体浓度.CH4通量计算公式见文献(牟晓杰等, 2012).
2.3 气象参数及养虾塘表层水环境参数原位测定气温、风速和气压采用便携式气象仪(Kestrel3500, USA)测定.养虾塘表层水水温、pH、氧化还原电位(ORP)采用HI98121便携式pH/氧化还原电位/温度计(IQ Scientific Instruments, Italy)测定；电导率使用ECTestr11+便携式电导率仪(EUTECH Instruments, USA)测定；盐度使用SALT6+(EUTECH Instruments, USA)便携式盐度计测定；溶解氧(DO)采用YSI550A水质监测仪(YSI, USA)测量, 表层水环境各参数测量深度均为水面下10 cm.
2.4 短叶茳芏湿地间隙水和养虾塘表层水的采集及分析在短叶茳芏样地和排干期的养虾塘, 分别在4个采样点(4个重复)的静态箱底座中埋设土壤间隙水采样器(内径5 cm, 底部侧壁开有密集的小孔, 顶部用橡胶塞密闭)采集10 cm深度间隙水样.每次气体采样结束后, 使用注射器抽取间隙水样, 立刻装进100 mL聚乙烯瓶.
对于养殖期的养虾塘, 与气样采集同步, 在每个悬浮箱采样点附近采集水体表层(距水面10 cm深)水样, 水样立刻装进100 mL聚乙烯瓶.所有水样低温遮光带回实验室, 使用孔径为0.45 μm滤膜过滤, 利用连续流动分析仪(SKALAR San++, Netherlands)测定PO43-、TP、NH4+-N、NO3--N和TN浓度, 仪器检测限为0.005 mg·L-1；采用DIONEX ICS-2100(Therom, USA)测定SO42-和Cl-浓度；采用TOC-V CPN(岛津, Japan)测定DOC浓度；采用紫外-可见分光光度计(岛津UV-2450, Japan)测定养虾塘水样叶绿素a(Chla)含量.
2.5 数据处理与统计分析采用Excel 2010对数据进行处理和绘图.在整个观测期, 短叶茳芏湿地生态系统CH4通量与养虾塘水-气/土-气界面CH4排放通量的差异性采用SPSS 19.0统计软件中重复测量方差分析(ANOVA)进行统计比较；CH4排放通量与环境因子相关性检验采用Pearson相关性分析法；通过多元逐步回归法(Stepwise)探析影响CH4排放通量的主要环境因子, 以上统计分析中, 显著性水平α= 0.05, 文中数值为平均值±标准误差.
3 结果与分析(Result and analysis) 3.1 短叶茳芏湿地及养虾塘CH4排放通量动态变化短叶茳芏湿地与养虾塘均表现为大气中CH4的释放源, 并呈现出明显的时间变化(图 2).短叶茳芏湿地CH4排放通量变化范围为1.09~38.38 mg·m-2·h-1, 均值为(11.67±1.99)mg·m-2·h-1, 夏秋季CH4通量高于冬春季.养虾塘CH4排放通量变化范围介于0.01~65.38 mg·m-2·h-1, 均值为(18.69±4.84)mg·m-2·h-1, 最大值出现在养殖期末期的11月中旬, 最小值出现在排干期的12月中旬, 其中, 养殖期CH4排放通量均值为(26.85±6.17)mg·m-2·h-1, 随着时间变化波动较大.捕获虾后养虾塘开始排水, CH4排放通量迅速降低, 并持续低于同期的短叶茳芏湿地, 非养殖期CH4排放通量均值为(0.68±0.37)mg·m-2·h-1, 表现为大气中CH4的弱源.重复测量方差分析结果表明, 在整个观测时间尺度上, 养虾塘CH4排放通量与短叶茳芏湿地无显著性差异(p > 0.05), 但是在养殖期养虾塘CH4排放通量显著高于同期短叶茳芏湿地(F=4.175, p < 0.05), 增加幅度为68.0%.
 |
| 图 2 短叶茳芏湿地及养虾塘CH4通量时间动态 Fig. 2 Temporal variations of CH4 fluxes from the C. malaccensis marsh and shrimp pond |
观测期间, 短叶茳芏湿地沉积物土温变化范围为11.45~30.15 ℃, 均值为(21.80±1.51) ℃(图 3a)；短叶茳芏湿地沉积物间隙水DOC浓度变化范围为27.04~112.48 mg·L-1, 均值为(65.86±7.15) mg·L-1, DOC浓度在9月中旬后迅速上升并大幅波动(图 3b)；电导率变化范围为0.65~5.82 mS·cm-1, 均值为(2.20±0.32)mS·cm-1, 出现2个高峰值, 分别在8月末和次年2月末(图 3c)；间隙水Cl-与SO42-浓度分别介于63.97~5506.85 mg·L-1和21.22~794.49 mg·L-1 (图 3d, 图 3e), 均值分别为(1547.71±357.40)mg·L-1和(223.96±50.27)mg·L-1, SO42-浓度、Cl-浓度和电导率变化趋势相似, 呈波动上升趋势, 冬季短叶茳芏湿地沉积物间隙水Cl-与SO42-浓度明显高于其他季节.
 |
| 图 3 短叶茳芏湿地间隙水与养虾塘水体理化指标动态 Fig. 3 Temporal variations of physical and chemical properties of sediment and pore water in the C. malaccensis marsh and surface water column in the shrimp pond |
观测期间, 养虾塘养殖期养殖水水温变化范围分别为14.5~32.0 ℃, 平均水温(28.06±4.67) ℃, 冬季达到最低, 养虾塘非养殖排干期土温变化范围分别为11.3~20.6 ℃, 平均土温(15.37±2.89) ℃)(图 3a)；养虾塘养殖期养殖水DOC浓度变化范围为33.07~102.87 mg·L-1, 均值为(60.71±6.57)mg·L-1, 养殖中前期DOC浓度较低, 9月中旬引进潮水后稳定在较高浓度(图 3b)；养虾塘养殖期养殖水电导率变化范围为1.43~7.76 mS·cm-1, 均值为(2.64±1.14)mS·cm-1, 排水期土壤电导率变化范围为0.78~2.16 mS·cm-1, 均值为(1.56±0.34)mS·cm-1(图 3c)；养殖水pH变化范围为6.52~9.64, 均值为(8.42±0.30), 整体上呈弱碱性(图 3f)；ORP变化范围为57.75~238.00 mV, 均值为(124.13±14.95)mV(图 3g)；Chla含量变化范围为8.37~557.19 μg·L-1, 均值为(221.6±48.16)μg·L-1, 在养殖初期叶绿素含量迅速增长, 中后期波动较大(图 3h)；养虾塘水位变化范围为40.8~154.8 cm, 均值为(104.60±11.88)cm, 8月前根据虾苗生长设置水位, 水位呈现递增趋势, 之后水位基本保持在140 cm (图 3i).
3.4 CH4排放通量与环境因子的相关分析短叶茳芏湿地CH4通量与土温以及间隙水TP浓度呈现显著的正相关关系(表 2, n=76, p < 0.01), 与气压、间隙水电导率、SO42-和Cl-存在显著负相关关系(p < 0.01).
| 表 2 短叶茳芏湿地和养虾塘CH4通量与环境因子的相关分析 Table 2 Relationships between CH4 fluxes and environmental parameters in the C. malaccensis marsh and the shrimp pond |
|
养虾塘养殖期水-气界面CH4通量与水深和水温呈现显著负相关关系(表 2, n=52, p < 0.01), 与养殖水DOC、pH存在显著正相关关系(n=52, p < 0.05).养虾塘排干期土-气界面CH4通量与土温、电导率、含水率和间隙水DOC均呈现显著正相关(n=28, p < 0.05).
利用多元逐步回归法分别分析影响短叶茳芏湿地和养虾塘CH4排放通量的主要环境因子.利用短叶茳芏CH4通量与土温、电导率、株高、生长密度、NO3-、间隙水TOC、NH4+、TN、TP、SO42-和Cl-浓度建立最优回归方程；养虾塘水-气界面CH4通量则与水体水温、pH、Eh、盐度、叶绿素、DO、DOC、NO3-、NH4+、TN、TP、SO42-和Cl-浓度建立最优回归方程, 养虾塘土-气界面CH4通量与土温、间隙水DOC、NO3-、NH4+、TN、TP、SO42-和Cl-浓度建立最优回归方程(表 3).结果表明, 土温是影响短叶茳芏湿地和养虾塘非养殖期土-气界面CH4排放通量的主要环境因子；而水深则是影响养虾塘养殖期水-气界面CH4排放通量的主要环境因子(表 3), 表 3中养虾塘第1次测定到最后1次测量水深变化范围为40.8~154.8 cm, 短叶茳芏湿地沉积物土温变化范围为11.45~30.15 ℃, 养虾塘排干期沉积物土温变化范围为11.25~20.30 ℃.
| 表 3 两样地CH4通量与环境因子的多元回归分析 Table 3 Multiple stepwise regression equations between CH4 fluxes and environmental factors in the two sampling sites |
|
相对于短叶茳芏湿地, 养虾塘在年尺度上CH4排放通量增加了60.2%, 其中在养殖期阶段增加了68.0%(F=4.175, p < 0.05), 在排干期的第一周, 养虾塘CH4排放通量仍显著高于短叶茳芏湿地, 之后则稍低于短叶茳芏湿地.养虾塘养殖期CH4排放通量显著高于同期短叶茳芏湿地的原因可能有以下几个方面:①可能与养虾塘养殖期长期淹水有关, 水生生态系统CH4主要产生于底部沉积物的厌氧分解, 特别是乙酸发酵过程(Avery et al., 2003), 近年来, 研究也表明有氧水柱也是水生生态系统CH4另外一个重要来源(Damm et al., 2010), 长期持续淹水状态可为沉积物产甲烷菌提供理想的厌氧环境, 促使微生物厌氧代谢产生CH4；②大量投放的饵料导致养虾塘沉积物间隙水TOC浓度((198.88±17.01) mg·L-1)显著高于短叶茳芏湿地((50.16±4.34) mg·L-1)(p < 0.05), 为沉积物产甲烷代谢活动提供更充足的底物；③短叶茳芏湿地沉积物C/N比(11.54±0.20)显著高于养虾塘(9.19±0.16)(p < 0.05), 高C/N比沉积物的特点是有机质难降解及营养盐浓度低, 整体上厌氧降解过程缓慢, CH4产生速率较低(Bastviken et al., 2003; Duc et al., 2010).
养虾塘水-气界面CH4排放通量波动性较短叶茳芏湿地明显(图 2), 分析原因可能是:水生生态系统水-气界面CH4主要的排放途径为气泡传输和扩散传输, 作为一个水深较浅的水生生态系统, 养虾塘气泡传输途径的贡献率显著高于扩散途径, 而气泡途径气体排放具有持续时间短暂, 波动性较大的特征(杨平和仝川, 2015).6月12日养虾塘与短叶茳芏湿地CH4排放通量均出现明显的峰值, 对于养虾塘, 可能与大气气压有关, 6月12日是所有观测日研究区气压最低的一天(气压值为1002.3 hPa), 而低气压促进水生生态系统水-气界面气体排放通量(Natchimuthu et al., 2014)；对于短叶茳芏湿地, 可能与降雨量有关, 6月12日前3~4 d, 研究区持续降雨, 累计降雨量超过50 mm, 而降水可能导致短叶茳芏湿地沉积物氧化还原电位降低, 以上2个方面的变化均可促进短叶茳芏湿地CH4产生速率增强, CH4排放通量增加.
养殖期结束, 养殖水被排干, 养虾塘沉积物出露且无植被覆盖, 由于持续的沉积物蒸发过程, 土壤含水率降低而产生皲裂.本研究发现, 沉积物含水率是影响土-气界面CH4排放通量的主要因子, CH4排放通量与沉积物含水率呈现显著正相关关系(表 2), 沉积物长期暴露于空气以及冬季低温抑制了厌氧产甲烷菌的活性, 导致排干期养殖塘土-气界面CH4排放通量迅速下降, 并维持在一个很低的排放水平, 从12月18日至次年3月28日, 养虾塘土-气界面CH4排放通量均值为(0.68±0.367) mg·m-2·h-1, 显著低于同期的短叶茳芏湿地CH4排放通量(5.21±2.20) mg·m-2·h-1(F=17.891, p < 0.01).
4.2 环境因子对CH4排放通量的影响 4.2.1 影响短叶茳芏湿地CH4排放通量的环境因子整个观测期闽江河口短叶茳芏湿地CH4排放通量呈现夏秋季大于冬春季的趋势(图 2), 表明温度是影响河口感潮沼泽湿地CH4排放通量的一个重要环境因子(表 3).本研究中短叶茳芏湿地CH4排放通量与土温呈显著正相关关系(表 2), 这也与之前我们在闽江口对于芦苇湿地(仝川等, 2009)和互花米草湿地(仝川等, 2008)的研究结论一致.随着土壤温度的升高, 可促进土壤微生物活性, 从而促进了土壤有机质和植物残体分解速率, 使得CH4排放通量增加(Tong et al., 2014; 孟焕等, 2016).Song等(2011)研究也表明, 东北三江平原土温可以解释74%~77%生长季CH4通量的季节变化, CH4通量与5 cm深土温呈指数函数关系.
本研究中, 在年尺度上短叶茳芏湿地间隙水Cl-、SO42-浓度和土壤电导率值变化幅度较大, 且冬春季大于夏秋季(p < 0.01).这与Hu等(2016)和Tong等(2017)之前在闽江口潮汐沼泽湿地的研究结论一致.闽江河口地处亚热带地区, 年降雨量较大, 且多集中在夏季, 同时鳝鱼滩湿地受闽江流域径流影响较大, 由此推测夏季较高的降雨量及闽江流域较大的径流是造成其夏季河口湿地土壤间隙水Cl-、SO42-浓度以及土壤盐度相对较低的主要原因.本研究中短叶茳芏湿地CH4排放通量与间隙水Cl-、SO42-浓度和土壤电导率呈显著负相关关系, 表明盐度对CH4排放通量存在明显的抑制作用.一方面, 盐水中Cl-通过渗透胁迫和毒害作用抑制产甲烷菌活性; 另一方面, SO42-浓度增加导致土壤产甲烷过程转变成硫酸盐还原过程, 均可抑制产甲烷菌活性, 进而抑制河口湿地甲烷产生和排放(Weston et al., 2011; Chambers et al., 2013).Neubauer等(2013)研究了美国South Carolina河口潮汐淡水沼泽湿地CH4排放通量对原位添加海水的响应, 发现CH4排放通量随着盐度增加而减少.
4.2.2 影响养虾塘CH4排放通量的环境因子养虾塘养殖中、后期水-气界面CH4排放通量呈递增趋势(图 2), 可能是由于养殖中、后期虾的体长和数量增加, 对藻类捕食压力增大, 使其生物量减少, 同时随着气温和水温的逐渐降低, 藻类光合作用释放氧量减少, 厌氧环境有利于促进产甲烷菌活性, 增加CH4产生量, 减少CH4氧化量(杨平等, 2013), 同时促进沉积物CH4气泡的产生, 本研究中养虾塘水-气界面CH4排放通量与叶绿素含量和水温呈负相关的关系.此外, 本研究中养殖期和非养殖期CH4排放通量分别与养殖水DOC和间隙水DOC呈显著正相关关系, 这是由于饵料的添加导致水体和沉积物间隙水中有机碳的含量提高, 可供微生物利用的底物增多, 成为CH4产生的直接碳源, 进而促进了CH4排放通量.
4.3 养殖塘与其他水生生态系统CH4排放通量的比较表 4表明各地区水生生态系统总体上表现为CH4的排放源.本研究中养虾塘水-气界面CH4排放通量与Yang等(2015)对闽江口养殖塘的研究结果相近, 均显著高于水库、湖泊和河流等其他水生生态系统类型, 表现为大气中CH4的强源.亚热带河口区养虾塘较高的CH4排放通量可能与以下几点有关:①投放的大量饵料以及虾残体和排泄物为CH4产生提供充足底物；②虾作为底栖动物, 高密度的养殖容易造成塘底部供氧不足, 形成有利于CH4产生的厌氧环境；③养殖塘作为浅水的水生生态系统, 一般水深维持在1.2~1.8 m, 减少CH4从沉积物扩散到大气过程中被氧化的机会.本研究中养虾塘CH4排放通量明显高于南京鱼蟹混养塘(Liu et al., 2016)和黄河口养殖塘(宋红丽, 2015), 这一结果表明除了温度, 不同水产养殖对象及其养殖模式也可能对养殖塘CH4排放通量产生一定的影响.对比还发现, 闽江口养虾塘水-气界面CH4排放通量高于同区域短叶茳芏+芦苇群落(金玉凤等, 2012)、芦苇湿地(仝川等, 2012)和互花米草湿地(仝川等, 2008), 以上结果共同表明:河口潮汐沼泽湿地转化成陆基养殖塘将促进其CH4排放通量, 对区域温室效应具有不可忽视作用.但是, 以上短时间尺度的局部观测估算土地利用变化的温室效应具有较大的不确定性, 今后开展更大空间尺度的长期观测研究显得十分重要.
| 表 4 不同水生生态系统及不同潮汐湿地群落类型CH4排放通量的对比 Table 4 Comparison of CH4 emissions from different aquatic ecosystems and tidal marsh communities |
|
在年尺度, 闽江河口鳝鱼滩短叶茳芏湿地及其由此围垦而成的陆基养虾塘白天CH4排放通量均值分别为(11.67±1.99) mg·m-2·h-1和(18.69±4.84) mg·m-2·h-1, 均表现为大气中CH4的排放源.养虾塘在养殖期阶段, 水-气界面CH4排放通量显著高于同期的短叶茳芏湿地, 增加幅度为68.0%；养虾塘在非养殖期阶段, 土-气界面CH4排放通量均值为(0.68±0.367)mg·m-2·h-1, 表现为大气中CH4的弱源.短叶茳芏湿地CH4排放通量主要受到土温、盐度与间隙水TP的影响, 其中土温是主要的影响因子.养虾塘养殖期水-气界面CH4排放通量主要受到水深、DOC和pH的影响, 其中水深是主要的影响因子.研究表明:亚热带河口潮汐沼泽湿地转化成陆基养虾塘增加CH4排放通量, 对于温室效应加剧具有潜在的促进作用.
Amouroux D, Roberts G, Rapsomanikis S, et al. 2002. Biogenic gas (CH4, N2O, DMS) emission to the atmosphere from near-shore and shelf waters of the North-western Black Sea[J]. Estuarine Coastal and Shelf Science, 54(3): 575–587.
DOI:10.1006/ecss.2000.0666
|
Allen D E, Dalal R C, Rennenberg H, et al. 2007. Spatial and temporal variation of nitrous oxide and methane flux between subtropical mangrove sediments and the atmosphere[J]. Soil Biology and Biochemistry, 39: 622–631.
DOI:10.1016/j.soilbio.2006.09.013
|
Avery G B, Shannon R D, White J R, et al. 2003. Controls on methane production in a tidal freshwater estuary and a peatland:methane production via acetate fermentation and CO2 reduction[J]. Biogeochemistry, 62(1): 19–37.
DOI:10.1023/A:1021128400602
|
Bastviken D, Olsson M, Tranvik L. 2003. Simultaneous measurements of organic carbon mineralization and bacterial production in oxic and anoxic lake sediments[J]. Microbial Ecology, 46: 73–82.
|
Bergier I, Novo E M L M, Ramos F M, et al. 2011. Carbon dioxide and methane fluxes in the littoral zone of a tropical savanna reservoir (Corumba, Brazil)[J]. Oecologia Australis, 15(3): 666–681.
DOI:10.4257/oeco
|
Chambers L G, Osborne T Z, Reddy K R. 2013. Effect of salinity-altering pulsing events on soil organic carbon loss along an intertidal wetland gradient:a laboratory experiment[J]. Biogeochemistry, 115(1/3): 363–383.
|
Damm E, Helmke E, Thoms E, et al. 2009. Methane production in aerobic oligotrophic surface water in the central Arctic Ocean[J]. Biogeosciences, 7(3): 46–48.
|
Ding W, Zhu R B, Ma D W, et al. 2013. Summertime fluxes of N2O, CH4 and CO2 from the littoral zone of Lake Daming, East Antarctica:effects of environmental conditions[J]. Antarctic Science, 25(6): 752–762.
DOI:10.1017/S0954102013000242
|
Duc N T, Crill P, Bastviken D. 2010. Implications of temperature and sediment characteristics on methane formation and oxidation in lake sediment[J]. Biogeochemistry, 100: 185–196.
DOI:10.1007/s10533-010-9415-8
|
Ganguly D, Dey M, Mandal S K, et al. 2008. Energy dynamics and its implication to biosphere-atmosphere exchange of CO2, H2O and CH4 in a tropical mangrove forest canopy[J]. Atmospheric Environment, 42: 4172–4184.
DOI:10.1016/j.atmosenv.2008.01.022
|
Gregorich E G, Hopkins D W, Elberling B, et al. 2006. Emission of CO2, CH4 and N2O from lake shore soils in an Antarctic dry valley[J]. Soil Biology and Biochemistry, 38: 3120–3129.
DOI:10.1016/j.soilbio.2006.01.015
|
Hu M J, Wilson B J, Sun Z G, et al. 2016. Effects of the addition of nitrogen and sulfate on CH4 and CO2 emissions, soil, and pore water chemistry in a high marsh of the Min River estuary in southeastern China[J]. Science of the Total Environment, 579: 292–304.
|
Huttunen J T, Juutinen S, Alm J, et al. 2003a. Nitrous oxide flux to the atmosphere from the littoral zone of a boreal lake[J]. Journal of Geophysical Research, 108: 181–195.
|
Huttunen J T, Alm J, Liikanen A, et al. 2003b. Fluxes of methane, carbon dioxide and nitrous oxide in boreal lakes and potential anthropogenic effects on the aquatic greenhouse gas emissions[J]. Chemosphere, 52: 609–621.
DOI:10.1016/S0045-6535(03)00243-1
|
Hirota M, Senga Y, Seike Y, et al. 2007. Fluxes of carbon dioxide, methane and nitrous oxide in two contrastive fringing zones of coastal lagoon, Lake Nakaumi, Japan[J]. Chemosphere, 68: 597–603.
DOI:10.1016/j.chemosphere.2007.01.002
|
IPCC. 2014. In Climate change 2013: The physical science basis. Working group I Contribution to the fifth assessment report of the intergovernmental panel on climate change[M]. Cambridge, United Kingdom and New York, USA: Cambridge University Press
|
Jacinthe P A, Filippelli G M. 2012. Tedesco L P, et al. Carbon storage and greenhouse gases emission from a fluvial reservoir in an agricultural landscape[J]. Catena, 94: 53-63
|
蒋滔, 郭劲松, 李哲, 等. 2012. 三峡水库不同运行状态下支流澎溪河水-气界面温室气体通量特征初探[J]. 环境科学, 2012, 33(5): 1463–1470.
|
金玉凤, 胡智强, 仝川. 2012. 大、小潮日闽江口短叶茳芏+芦苇沼泽甲烷排放通量日变化特征[J]. 湿地科学, 2012, 10(2): 228–234.
|
Liu S W, Hu Z Q, Wu S, et al. 2016. Methane and nitrous oxide emissions reduced following conversion of rice paddies to inland crab-fish aquaculture in southeast China[J]. Environment Science and Technology, 50: 633–642.
DOI:10.1021/acs.est.5b04343
|
Martinez-Cruz K, Gonzalez-Valencia R, Sepulveda-Jauregui A, et al. 2017. Methane emission from aquatic ecosystems of Mexico City[J]. Aquatic Sciences, 279(1): 159–169.
|
孟焕, 王琳, 张仲胜, 等. 2016. 气候变化对中国内陆湿地空间分布和主要生态功能的影响研究[J]. 湿地科学, 2016, 14(5): 710–716.
|
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.
|
Neubauer S C. 2013. Ecosystem responses of a tidal freshwater marsh experiencing saltwater intrusion and altered hydrology[J]. Estuaries and Coasts, 36(3): 491–507.
DOI:10.1007/s12237-011-9455-x
|
牟晓杰, 刘兴土, 仝川, 等. 2012. 闽江河口短叶茳芏湿地CH4和N2O排放对氮输入的短期响应[J]. 环境科学, 2012, 33(7): 2483–2489.
|
宋红丽. 2015. 围填海活动对黄河三角洲滨海湿地生态系统类型变化和碳汇功能的影响[D]. 北京: 中国科学院大学
https://mall.cnki.net/lunwen-1015950639.nh.html |
Schrier-Uijl A P, Veraart A J, Leffelaar P A, et al. 2011. Release of CO2 and CH4 from lakes and drainage ditches in temperate wetlands[J]. Biogeochemistry, 102: 265–279.
DOI:10.1007/s10533-010-9440-7
|
Selvam B P, Natchimuthu S, Arunachalam L, et al. 2014. Methane and carbon dioxide emissions from inland waters in India-implications for large scale greenhouse gas balances[J]. Global Change Biology, 20(11): 3397–3407.
DOI:10.1111/gcb.12575
|
Shingo U, Chun-sim U G, Takahito Y. 2000. Dynamics of dissolved O2, CO2, CH4 and N2O in a tropical coastal swamp in southern Thailand[J]. Biogeochemistry, 49: 191–215.
DOI:10.1023/A:1006393214432
|
Song C, Sun L, Huang Y, et al. 2011. Carbon exchange in a freshwater marsh in the Sanjiang Plain, northeastern China[J]. Agricultural and forest meteorology, 151(8): 1131–1138.
DOI:10.1016/j.agrformet.2011.04.001
|
St.Louis V, Kelly C A, Duchemin é. 2000. Reservoir Surfaces as Sources of Greenhouse Gases to the Atmosphere:A Global Estimate[J]. BioScience, 50(9): 766–775.
DOI:10.1641/0006-3568(2000)050[0766:RSASOG]2.0.CO;2
|
仝川, 严宗平, 王维奇. 2008. 闽江河口感潮湿地入侵种互花米草甲烷通量及影响因子[J]. 地理科学, 2008, 28(06): 826–832.
DOI:10.3969/j.issn.1000-0690.2008.06.020 |
仝川, 曾从盛, 王维奇, 等. 2009. 闽江河口芦苇湿地CH4通量及影响因子分析[J]. 环境科学学报, 2009, 29(1): 207–216.
|
仝川, 鄂炎, 廖稷, 等. 2011. 闽江河口潮汐沼泽湿地CO2排放通量特征[J]. 环境科学学报, 2011, 31(12): 2830–2840.
|
仝川, 黄佳芳, 王维奇, 等. 2012. 闽江口半咸水芦苇潮汐沼泽湿地甲烷动态[J]. 地理学报, 2012, 67(9): 1165–1180.
DOI:10.11821/xb201209002 |
Tong C, Huang J F, Hu Z Q, et al. 2013. Diurnal variations of carbon oxide, methane, and nitrous oxide vertical fluxes in a subtropical estuarine marsh neap and spring tide days[J]. Estuaries and Coasts, 36(3): 633–642.
DOI:10.1007/s12237-013-9596-1
|
Tong C, Wang C, Huang J F, et al. 2014. Ecosystem respiration does not differ before and after tidal inundation in brackish marshes of the Min River estuary[J]. Wetlands, 34(2): 225–233.
DOI:10.1007/s13157-013-0478-x
|
Tong C, Morris J, Huang J F, et al. 2017. Changes in pore-water chemistry and methane emission following the invasion of Spartina alterniflora into an oliogohaline marsh[J]. Limnology and Oceanography.
DOI:10.1002/lno.10637
|
Updraft K, Bridham S D, Pastor J, et al. 2001. Response of CO2 and CH4 emission from peatlands to warming and water table manipulation[J]. Ecology Application, 11: 311–326.
|
王亮, 肖尚斌, 刘德福, 等. 2012. 香溪河库湾夏季温室气体通量及影响因素分析[J]. 环境科学, 2012, 33(5): 1471–1475.
|
汪青, 刘敏, 侯立军, 等. 2010. 崇明东滩湿地CO2、CH4和N2O排放的时空差异[J]. 地理研究, 2010, 29(5): 935–946.
|
Weston N B, Vile M A, Neubauer S C, et al. 2011. Accelerated microbial organic matter mineralization following salt-water intrusion into tidal freshwater marsh soils[J]. Biogeochemistry, 102(1/3): 135–151.
|
World Meteorological Organization. 2016. WMO Greenhouse Gas Bulletin No. 12: The state of greenhouse in the atmosphere based on global observation through 2015. https://library.wmo.int/opac/doc_num.php?explnum_id=3084.pdf
|
Xing Y P, Xie P, Yang H, et al. 2005. Methane and carbon dioxide fluxes from a shallow hypereutrophic subtropical Lake in China[J]. Atmospheric Environment, 39: 5532–5540.
DOI:10.1016/j.atmosenv.2005.06.010
|
杨平, 仝川, 何清华, 等. 2013. 闽江口鱼虾混养塘水-气界面温室气体通量及主要影响因子[J]. 环境科学学报, 2013, 33(5): 1493–1503.
|
杨平, 仝川. 2015. 淡水水生生态系统温室气体排放的主要途径及影响因素研究进展[J]. 生态学报, 2015, 35(20): 6868–6880.
|
杨平, 张子川, 杜威宁, 等. 2015. 河口盐度梯度下短叶茳芏沼泽湿地土壤间隙水溶解性甲烷时空特征[J]. 环境科学, 2015, 36(10): 91–98.
|
姚守平, 罗鹏, 王艳芬, 等. 2007. 湿地甲烷排放研究进展[J]. 世界科技研究与发展, 2007, 29(2): 58–63.
|
姚云长, 任春颖, 王宗明. 2016. 1985年和2010年中国沿海盐田和养殖池遥感监测[J]. 湿地科学, 2016, 14(6): 874–882.
|
Yang P, He Q H, Huang J F, et al. 2015. Fluxes of greenhouse gases at two different aquaculture ponds in the coastal zone of southeast China[J]. Atmospheric Environment, 115: 269–277.
DOI:10.1016/j.atmosenv.2015.05.067
|
Yang P, Lai D Y F, Jin B, et al. 2017. Dynamics of dissolved nutrients in the aquaculture shrimp ponds of the Min River estuary, China:Concentrations, fluxes and environmental loads[J]. Science of the Total Environment, 603-604: 256–267.
DOI:10.1016/j.scitotenv.2017.06.074
|
曾从盛, 钟春棋, 仝川, 等. 2008. 土地利用变化对闽江口湿地表层土壤有机碳含量及其活性的影响[J]. 水土保持学报, 2008, 22(5): 125–129.
|
郑彩虹, 曾从盛, 陈志强, 等. 2006. 闽江河口区湿地景观格局演变研究[J]. 湿地科学, 2006, 4(1): 29–34.
|
Zhu R B, Liu Y S, Xu H, et al. 2010. Carbon dioxide and methane fluxes in the littoral zones of two lakes, east Antarctica[J]. Atmospheric Environment, 44: 304–311.
DOI:10.1016/j.atmosenv.2009.10.038
|