全 文 ：生态环境学报 2012, 21(4): 641-646 http://www.jeesci.com
Ecology and Environmental Sciences E-mail: editor@jeesci.com
基金项目：国家自然科学基金资助项目(40671174；31000209)
作者简介：张永勋（1983 年生），男，硕士研究生，主要从事资源与环境研究。E-mail:zhangyongxun666@163.com
* 通信作者：曾从盛(1954 年生)，男，研究员，博士生导师，主要从事湿地生态环境研究。E-mail: cszeng@fjnu.edu.cn
收稿日期：2011-12-22
潮汐作用下短叶茳芏湿地 N2O 排放规律及踩踏干扰研究
张永勋 1,2，曾从盛 1,2,3*，仝川 1,2,3，王维奇 1,2,3，黄佳芳 1,2，何清华 1,2
1. 福建师范大学地理研究所，福建 福州 350007；2. 福建师范大学亚热带湿地研究中心，福建 福州 350007；
3. 福建师范大学湿润亚热带生态-地理过程省部共建教育部重点实验室，福建 福州 350007

摘要：采用静态箱-气相色谱及浮箱-气相色谱法，对闽江河口鳝鱼滩湿地潮间带短叶茳芏（Cyperus malaccensis var. brevifolius）
湿地和踩踏造成的裸露湿地 N2O 通量进行测定。结果表明，短叶茳芏湿地在涨潮前、涨落潮中和落潮后 N2O 通量差异性极
显著（P＝0.001<0.01），不同潮日（7 d 内）的 N2O 通量差异性不显著（P＝0.103>0.05）。涨潮前、涨落潮过程中和落潮后，
短叶茳芏湿地平均通量分别为 19.48 µg·m-2·h-1、12.80 µg·m-2·h-1 和 51.41 µg·m-2·h-1，总平均通量为 33.1 µg·m-2·h-1，表明白天
短叶茳芏湿地为 N2O 的排放源。涨潮前，末次观测短叶茳芏湿地 N2O 通量最低，多数都为负值，落潮后过 2~3 h，短叶茳
芏湿地 N2O 通量出现日最大值。踩踏改变了短叶茳芏湿地 N2O 通量规律并降低了短叶茳芏湿地 N2O 通量。涨潮前，裸露湿
地 N2O 平均排放量(27.25 µg·m-2·h-1)低于短叶茳芏湿地(42.51 µg·m-2·h-1)，但差异性不显著(P=0.527>0.05)；落潮后，裸露湿
地 N2O 平均排放量(0.86 µg·m-2·h-1)极显著低于短叶茳芏湿地(63.59 µg·m-2·h-1)(P=0.006<0.01)。
关键词：N2O 排放；潮汐作用；踩踏；河口湿地
中图分类号：Q143 文献标志码：A 文章编号：1674-5906（2012）04-0641-06
全球气候变暖受到国际关注，温室气体减排成
为重大的攻关项目，N2O 是导致全球气候变暖的最
重要的三大气体之一，其贡献率约占 6%[1]，因增温
潜势巨大近年倍受人们关注。大气中的 N2O 主要来
源于土壤硝化、反硝化过程，产生的 N2O 约占全球
大气中 N2O 总量的 90%[2]。河口湿地是陆地水注入
海洋的重要交接地，担负着净化陆地水体的重要角
色，因而也成为氮的迁移转化的活跃区，又因其在
潮汐的作用下，常处于淹水状态和非淹水状态的交
替过程，硝化、反硝化过程十分典型。Martin S.A.
Blackwel 等[3]研究表明盐沼湿地 N2O 排放量为 0.65
µg·m-2·h-1，Hefting[4]和 Dhondt 等[5]研究发现滨
水缓冲区 N2O 排放量在 8.2~0.4 µg·m-2·h-1，均高
于热带森林 (0.3 µg·m-2·h-1) [6] 、落叶林 (0.16
µg·m-2·h-1)[7]、草地(0.06 µg·m-2·h-1)[8]、温带草原
(0.06 µg·m-2·h-1) [9]等地类。作为 N2O 排放潜在热点
的水陆交错带，目前 N2O 排放规律及影响因素的研
究还很不足，较为精准的定量估计 N2O 排放量的研
究也非常欠缺。近些年国内外学者开始对河口湿地
做相关研究，主要集中于不同湿地类型 N2O 排放规
律、水盐、温度、土壤 C 与 N 含量、人类活动干扰
等因素对 N2O 排放影响方面，而潮汐过程中河口潮
间带湿地 N2O 排放及与踩踏干扰共同作用对 N2O
排放影响的研究鲜见报道。本研究选取闽江河口鳝
鱼滩湿地潮间带作为研究区，探讨大潮到小潮白天
涨落潮短叶茳芏 Cyperus malaccensis var. brevifolius
湿地和踩踏形成的裸露湿地 N2O 排放规律，为闽
江河口潮间带 N2O“源”、“汇”的认识提供基础科学
依据。
1 研究区概况
闽江河口鳝鱼滩湿地(26°00′36″-26°03′42″N，
119°34′12″-119°40′40″E)主要是由闽江水流自上游搬
运泥沙在入海口水道淤积而成的河口淤泥质潮滩，
面积 3 120 hm2。该区域属南亚热带和中亚热带湿润
季风气候过度区，年均气温 19.3 ℃，年降水量约 1
346 mm，潮汐属正规半日潮[10]。植物群落主要由本
地种芦苇 Phragmites australis、短叶茳芏、藨草
Scirpus triqueter L.和入侵种互花米草 Spartina
alterniflora Loisel 等优势大型挺水植物组成。N2O 排
放 研 究 实 验 样 地 选 择 在 鳝 鱼 滩 湿 地 中 部
(119°37′31″E，26°01′46″N)潮间带，属典型的潮汐沼
泽湿地。由于当地渔民因捕捉螃蟹和牛觅食的踩踏，
导致短叶茳芏湿地中部分植物死亡而地表裸露。
2 材料与方法
2.1 野外采样与环境因子测定
N2O 测定采用浮箱、静态暗箱-气相色谱仪法。
在短叶茳芏湿地和因踩踏形成的裸露湿地分别选
取实验点位并设置 4 个重复，静态暗箱由底座、中
箱和顶箱 3 部分（PVC 板材料制作）组成。中箱和
顶箱长、宽和高分别为 35,35,120 和 35,35,20 cm；
642 生态环境学报 第 21 卷第 4 期（2012 年 4 月）
底座设计为长、宽和高分别为 35, 35, 20 cm，且每
个侧面中间部分由下缘向上挖去，顶部留 5 cm 宽，
4 个棱留 5 cm 宽。底座在整个观测期间固定在采样
点，中箱和顶箱外覆绝热材料，安装 1 个小风扇混
合箱内气体。浮箱用 PVC 管制作而成, 高和垂直截
面直径分别为 35, 25 cm。为防止实验过程中人为踩
踏干扰，搭建栈桥使实验全过程均在栈桥上进行。
实验时间选择在短叶茳芏的生长季节 2011年 9
月 26 日到 10 月 2 日(农历 8 月 29 日到 9 月初 6)大
潮日到小潮日白天进行。根据涨落潮时间及变化情
况,潮前、潮中、潮后 3 h 内各取样 1~3 次,每日共采
集 6~8 次。静态箱顶箱盖上后,立刻用注射器抽取箱
内气体,每隔 15 min 采集 1 次, 共抽气 3 次,每次采
样量为 60 mL，3 次抽完搬开静态箱；在涨落潮中，
用浮箱采集短叶茳芏湿地潮水水面排放到大气中
N2O 气体，气样在淹水约 30~70 cm 时进行, 用注射
器抽取浮箱内气体,每隔 15 min 采集 1 次, 共抽气 3
次，3 次抽完拿起浮箱。所有采集的气体用铝箔采
样袋封存（大连德霖气体包装有限公司产生）。
采集气体的同时，用 IQ150 便携式 pH/氧化还
原电位/温度计测得土壤 (0~5 cm) 的氧化还原电位
(Eh)、温度；用 2265FS 便携式电导盐分/温度计测
得盐度、温度；土壤水用自制陶管-真空棒抽取，浮
箱 20 cm 附近潮水用注射器抽取。土壤水、潮水采
集后注入到 50 mL 塑料瓶中密封保存，带回实验室。
2.2 室内气体分析
将采集的气样在实验室用日本岛津公司生产
的气相色谱仪（GC-2014）分析。N2O 检测器为 ECD
（电子捕获检测器），参数设置分别为检测器温度
320 ℃，柱箱温度 70 ℃，载气温度 70 ℃，载气
为高纯氦气，流速为 30 mL•min-1，用中国计量科学
研究院生产的 0.306 ppm，0.414 ppm N2O 标气进行
标定和校准。
2.3 N2O 气体通量计算方法
气体通量的计算采用公式如下：
d 2 7 3( )
d 2 7 3
M cF H
V t T
= ⋅ ⋅ ⋅
+

其中 F：N2O 排放通量(µg·m-2·h-1)；M：气体
的分子量；V：标准状态下 1 摩尔气体的体积；H
为箱子高度；dc/dt 为单位时间采气箱内痕量气体浓
度的变化率；T 为箱内温度。
2.4 数据处理方法
运用 EXECL2003 数据分析中描述统计功能对
观测数据进行统计分析计算 N2O 排放通量和标准
误差，运用单因素和无重复双因素方差分析功能对
观测数据进行差异性分析，并使用作图功能画出统
计图。运用 SPSS 17.0 统计软件双变量相关分析中
Pearson 算法对数据进行相关分析。
3 结果与分析
3.1 大潮到小潮短叶茳芏湿地白天 N2O 排放变化
特征
9 月 26 日到 10 月 2 日（大潮日到小潮日）7 d
每日观测算得闽江河口潮间带短叶茳芏湿地 N2O
排放通量，其中，N2O 排放通量最高值(92.37±30.60)
µg·m-2·h-1 出现在 9 月 29 日潮后，最低值
(-38.04±5.74) µg·m-2·h-1 出现在 10 月 2 日潮前，平
均值为 33.1 µg·m-2·h-1。N2O 日平均排放通量最大、
变异性最小为 9 月 30 日，平均排放通量最小、变
异性最大为 10 月 1 日。不同潮日比较，日排放均
值最大值是最小值的近 4 倍（变异系数 0.427 3）。7
d 短叶茳芏湿地 N2O 排放通量均值皆为正，说明白
天为 N2O 的一个排放源。
由图 1 可以看出，9 月 26 日到 10 月 2 日 7 个
观测日 N2O 排放通量均呈现相似的变化规律。涨
潮 前 短 叶 茳 芏 湿 地 的 N2O 排 放 通 量 (19.48
µg·m-2·h-1)、涨落潮过程中的短叶茳芏湿地潮水排
放到大气中的 N2O 排放通量(12.80 µg·m-2·h-1)低于
落潮后的 N2O 排放通量(51.41 µg·m-2·h-1)。对短叶
茳芏湿地涨潮前、涨落潮过程中、落潮后和各观测
日 N2O 排放通量均值进行无重复双因素方差分析,
发现涨潮前、涨落潮过程中和落潮后 N2O 排放差
异性极显著 (P＝0.001<0.01)，不同观测日的排放
差异性不显著 (P＝0.103>0.05)，说明潮汐对 N2O
排放通量影响显著，不同观测日环境条件对 N2O
排放通量影响不明显。
就各观测日多次观测来看，涨潮前，短叶茳芏
湿地 N2O 排放差异较大，有排放有吸收。9 月 26
日、9 月 27 日和 9 月 28 日涨潮前均观测两次，短
叶茳芏湿地 N2O 排放皆首次大于第 2 次；9 月 29
日、9 月 30 日、10 月 1 日和 10 月 2 日涨潮前均观
测 3 次，除 9 月 29 日 3 次 N2O 排放呈递减，其它
皆第 2 次观测大于首、末次观测值。总体上，7 d
观测值有 1 个共同的特征，即每日涨潮前最后 1 次
观测值较涨潮前其它观测值低，多数都为负值。涨
潮过程中，9 月 30 日短叶茳芏湿地潮水向大气排放
N2O 通量较大，而其它观测日呈现弱排放或弱吸收
状态，不同日 N2O 排放差异较小。落潮后，短叶茳
芏湿地皆呈现较大的 N2O 排放量，9 月 26 日到 9
月 29 日落潮后观测 3 次，除 9 月 26 日落潮后首次
排放值较大，另外 3 次均呈第 2 次观测值大于其它
两次，9 月 30 日、10 月 2 日因天气原因落潮后只
观测 1 次，均呈较大排放，10 月 1 日落潮后观测 2
次，首次观测值高于末次。总体来看，落潮后短叶
茳芏湿地的 N2O 排放通量并非马上达到最大值，而
是过一段时间后才出现峰值。
张永勋等：潮汐作用下短叶茳芏湿地 N2O 排放规律及踩踏干扰研究 643

9-26
-60
-40
-20
0
20
40
60
80
100
6:
47
7:
47
8:
00
9:
50
11
:4
0
13
:1
0
14
:0
0
潮前 潮中 潮后
时间
N
2O
排
放
通
量
/ (µ
g•
m
-2
•h
-1
)
9-27
0
20
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120
6:
45
7:
45
8:
42
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:1
0
13
:3
0
14
:3
0
15
:3
0
潮前 潮中 潮后
时间
N
2O
排
放
通
量
/(µ
g•
m
-2
•h
-1
)

9-28
-20
0
20
40
60
80
7:
04
8:
04
9:
14
11
:1
0
14
:1
0
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:1
0
16
:0
0
潮前 潮中 潮后
时间
N
2O
排
放
通
量
/(µ
g•
m
-2
•h
-1
)
9-29
-40
-20
0
20
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80
100
120
140
6:
58
8:
00
9:
03
10
:0
4
12
:3
4
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:0
7
13
:0
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16
:1
0
潮前 潮中 潮后
时间
N
2O
排
放
通
量
/(µ
g•
m
-2
•h
-1
)

9-30
0
10
20
30
40
50
60
70
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7:45 8:50 9:45 10:50 13:38 16:07
潮前 潮中 潮后
时间
N
2O
排
放
通
量
/(µ
g•
m
-2
•h
-1
)
10-1
-60
-40
-20
0
20
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60
8:
33
9:
40
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:3
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5
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:4
2
潮前 潮中 潮后
时间
N 2O
排
放
通
量
/ (µ
g•
m
-2
•h
-1
)

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0
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潮前 潮中 潮后
时间
N2
O排
放
通
量
(µ
g•
m
-2
•h
-1
)

图 1 大潮日到小潮日白天短叶茳芏湿地 N2O 通量变化
Fig.1 N2O flux change of Cyperus malaccensis wetland of day from spring tides day to neap tides day
644 生态环境学报 第 21 卷第 4 期（2012 年 4 月）
3.2 踩踏对短叶茳芏湿地 N2O 排放的影响
观测期内，涨潮前与落潮后阶段，短叶茳芏湿
地 N2O 在两个阶段皆为排放状态，而裸露湿地在两
个阶段均有吸收有排放。涨潮前，裸露湿地 N2O 平
均排放量(27.25 µg·m-2·h-1)低于短叶茳芏湿地(42.51
µg·m-2·h-1)，但差异性不显著（P=0.527>0.05）；落
潮后，裸露湿地 N2O 平均排放量(0.86 µg·m-2·h-1)极
显 著 低 于 短 叶 茳 芏 湿 地 (63.59 µg·m-2·h-1)
（P=0.006<0.01）。而从排放规律稳定性看，两个阶
段裸露湿地 N2O 排放变异系数（2.09，53.16）均远
高于短叶茳芏湿地（0.56，0.33），说明踩踏对短叶
茳芏湿地 N2O 排放干扰作用较强。与此同时，从踩
踏形成的裸露湿地与短叶茳芏湿地 N2O 排放对潮
汐的响应来看，均表现为涨潮前和落潮后湿地 N2O
排放差异不显著（P=0.359>0.05，P=0.104>0.05），
说明潮汐对踩踏和未踩踏短叶茳芏湿地的影响不
显著。
4 讨论
4.1 自然环境因子对短叶茳芏湿地 N2O 排放的影响
潮汐对短叶茳芏湿地 N2O 排放的影响涉及两
个方面，即潮汐导致的淹水和潮汐导致的淹水排干
对 N2O 排放的影响。本研究得出结论，涨潮前、涨
落潮过程短叶茳芏湿地 N2O 排放通量较落潮后低，
涨潮前末次观测短叶茳芏湿地 N2O 为吸收或弱排
放。对土壤及潮水的 pH、Eh、盐度、土（水）温
和箱温与短叶茳芏湿地 N2O 排放通量进行相关性
分析，结果（表 1）涨潮前、涨落潮过程和落潮后
皆与短叶茳芏湿地 N2O 排放无显著相关性，说明在
潮汐的影响下上述单个环境因子都不是 N2O 排放
通量的主要因素。
涨潮前及落潮后，湿地土壤含水量变化可能成
为 N2O 排放通量的主要影响因素。土壤含水量的变
化决定了土壤的通气性[11-13]，从而控制着硝化、反
硝化的速率。涨潮前，土壤含水量较少，硝化作用
强，N2O 排放量较少。但是临近淹水前，地下水位
已经随着潮位的升高而升高，土壤因含水量逐渐饱
和逐渐转为厌氧环境，而淹水后土壤完全处厌氧环
境，这一过程反硝化作用产生的 N2O 排放通道受
阻，使其较长时间滞留在土壤中，此外，淹水过程
中，土壤产生的 N2O 向大气传输的过程中部分溶入
潮水，减少了向大气排放的 N2O，与此同时， N2O
在潮水中滞留过程中发生氮的转化，也可能改变排
放到大气的 N2O 通量，因此在完全饱和或淹水状态
下 N2O 排放量较少。当潮水退去后，土壤含水量开
始减少，这时发生反硝化的同时，硝化作用也开始
活跃，原本硝化最终产物是 NO3-，但土壤较高含水
量，使 O2 供应开始受到限制时，中间产物 N2O 作
为替代 O2 的电子受体被还原, 硝化作用主要形成
N2O[14]，因此在退潮后硝化、反硝化共同作用生成、
排放大量的 N2O。CÉLIA GONÇALVES 等[15]、Yanai
等[16]、王连峰等[17]的研究也证明了这一点。本研究
表明，短叶茳芏湿地 N2O 排放峰值多出现在退潮后
第二次观测（湿地土壤由淹水、饱和到不饱和），
再次验证了这一结果。涨落潮过程中，潮水排放到
大气中的 N2O 一部分源于短叶茳芏湿地的排放，还
有一部分可能是潮水从其它地方携带过来的，水-
气界面 N2O 排放量的大小与潮水 N2O 携带量、N
含量及水文特征有很大关系，排放到大气中的N2O，
如何区分其来源需要进一步研究。
从观测期内平均 N2O 排放看（图 2），落潮后
涨潮前
-60
-40
-20
0
20
40
60
80
100
120
140
160
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200
9-26 9-27 9-28 9-29 9-30 10-1 10-2
时间
N 2O
排
放
通
量
/ (µ
g•
m
-2
•h
-1
)
裸露湿地
短叶茳芏湿地
落潮后
-100
-80
-60
-40
-20
0
20
40
60
80
100
120
140
9-26 9-27 9-28 9-29 9-30 10-1 10-2
时间
N 2O
排
放
通
量
/ (µ
g•
m
-2
•h
-1
)
裸露湿地
短叶茳芏湿地

图 2 短叶茳芏湿地与裸露湿地 N2O 排放通量对比
Fig.2 The comparison between N2O emission fluxes from Cyperus malaccensis wetland and bare wetland
表 1 环境因子与短叶茳芏湿地 N2O 排放通量的相关性
Table1 The correlation between environmental factors
and N2O emission flux in Cyperus tegetiformis wetland
时间 pH EH 电导率 土（水）温 箱温 DO 盐度
涨潮前 -0.329 0.014 -0.052 -0.327 0.053 - -
涨落潮中 -0.393 0.36 -0.235 0.307 0.184 -0.263 -0.412
退潮后 0.299 -0.296 -0.226 0.188 0.126 - -
*为相关性显著（P<0.05）; **为相关性非常显著（P<0.01）

张永勋等：潮汐作用下短叶茳芏湿地 N2O 排放规律及踩踏干扰研究 645
要高于涨潮前，这与 N2O 产生的氮来源增加有关。
在本研究中，NO3-平均值在涨潮前、涨落潮过程和
落潮后分别为 0.174 4、0.967 2 和 0.309 4 mg•L-1，
NO2-平均值在涨潮前、涨落潮过程和落潮后分别为
0.016 8、0.031 8 和 0.02 mg•L-1，均表现为淹水过程
潮水高于涨潮前的土壤孔隙水，从而导致落潮后土
壤水 NO3-、NO2-含量增加，而有利用 N2O 排放。
同时 NH4+的不稳定性，对 N2O 产生有直接的影响，
土壤水和潮水中的 NH4+含量（涨潮前、涨落潮过程
和落潮后平均值分别为 0.955 4、0.598 5 和 1.15
mg•L-1）变化与 N2O 排放变化(19.48、12.80 和 51.41
µg·m-2·h-1)一致。
4.2 踩踏干扰对短叶茳芏湿地 N2O 排放的影响
本研究结果表明踩踏干扰改变了短叶茳芏湿
地 N2O 排放的规律，降低了 N2O 排放。其原因可
能主要由以下几方面造成的。① 踩踏造成地表植
株和大部分的地下根死亡分解，而植物体消失切断
了土壤产生的 N2O 向大气中传输的主要途径[18]，导
致土壤 N2O 向大气排放的速率降低。② 植物根系
对土壤中氮等营养元素除具有吸收作用，同时可通
过改变土壤环境[19-21]，形成特定的物理、化学和微
生物过程，将营养元素固定在根系周围的土壤中，
而当踩踏干扰致使植物消失后，这一稳定环境遭到
破坏，在潮水的涨落影响下，营养元素含量及性质
变化较大，从而导致 N2O 排放变化较大。③ 踩踏
还改变了短叶茳芏湿地土壤的理化性质，使踩踏干
扰形成的裸露湿地电导率(4.77 mS/cm)低于短叶茳
芏湿地(6.16 mS/cm)，而氧化还原电位(46.77 mv)略
高于短叶茳芏湿地(45.58 mv)，有利于减少 N2O 排
放。此外，实验过程中发现，裸露湿地表面有很多
动物洞穴，踩踏最终是否会导致土壤压实而孔隙度
减少，进而致使 N2O 排放减少，还需要进一步观测。
5 结论
（1）闽江河口潮间带短叶茳芏湿地，大潮到小
潮白天N2O排放通量：涨潮前平均排放通量为19.48
µg·m-2·h-1，涨落潮过程中平均排放通量为 12.80
µg·m-2·h-1，落潮后平均排放通量为 51.41 µg·m-2·h-1，
总平均排放通量为 33.1 µg·m-2·h-1，表明白天是短叶
茳芏湿地为 N2O 的排放源，潮汐作用对 N2O 排放
影响显著。
（2）涨潮前，短叶茳芏湿地 N2O 排放通量差异
较大，涨潮前末次观测值较涨潮前其它观测值低，
多数都为负值；涨潮过程中，短叶茳芏湿地潮水水
面呈弱排放或弱吸收状态；落潮后，短叶茳芏湿地
的 N2O 排放通量并非马上达到最大值，而是有明显
的滞后现象。
（3）踩踏改变了短叶茳芏湿地 N2O 排放规律。
涨潮前，裸露湿地 N2O平均排放量(27.25 µg·m-2·h-1)
低于短叶茳芏湿地(42.51 µg·m-2·h-1)，但差异性不显
著（P=0.527>0.05）；落潮后，裸露湿地 N2O 平均
排放量(0.86 µg·m-2·h-1)极显著低于短叶茳芏湿地
(63.59 µg·m-2·h-1)(P=0.006<0.01)。

参考文献：
[1] PRINN R, CUNNOLD D, RASMUSSEN R. Atmospheric emissions
and trends of nitrous oxide deduced from ten years of ALE GAGE
data [J]. Journal of Geophysical Research, 1990, 95(D11):
18369-18385.
[2] KLEMEDTSSON L, SVENSSON B H, ROSSWALL T. Relationships
between soil moisture content and nitrous oxide production during
nitrification and denitrification [J]. Biology and Fertility of Soils, 1988,
6(2): 106-111.
[3] BLACKWELL M S A, YAMULKI S, BOL R. Nitrous oxide
production and denitrification rates in estuarine intertidal saltmarsh
and managed realignment zones [J]. Estuarine, Coastal and Shelf
Science, 2010, 87(4): 591-600.
[4] HEFTING M M, BOBBINK R, JANSSENS M P. Spatial variation in
denitrification and N2O emission in relation to nitrate removal
efficiency in an N-stressed riparian buffer zone [J]. Ecosystem, 2006,
9(4): 550-563.
[5] DHONDT K, BOECKX P, HOFMAN G, et al. Temporal and spatial
patterns of denitrifycation enzyme activity and nitrous oxide fluxes in
three adjacent vegetated riparian buffer zones [J].
Biology and Fertility of Soils, 2004(4), 40: 243-251.
[6] KREUTZWIESER J, BUCHHOLZ J, RENNENHERG H. Emission of
methane and nitrous oxide by Australian mangrove ecosystems [J].
Plant Biology, 2003, 5(4): 423-431.
[7] PILEGAARD K, SKIBA U, AMBUS P, et al.Factors controlling
regional differences in forest soil emission of nitrogen oxides (NO and
N2O) [J]. Biogeosciences, 2006, 3(4): 651-661.
[8] STEHFEST E, BOUWMAN L. N2O and NO emission from
agricultural fields and soils under natural vegetation: summarizing
available measurement data and modeling of global annual emissions
[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 2006, 74(3): 207-228.
[9] HUANG B, CHEN G X, HUANG G H, et al. Nitrous oxide emission
from temperate meadow grassland and emission estimation for
temperate grassland of China [J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems,
2003, 67(1): 31-36.
[10] 刘剑秋, 曾从盛, 陈宁. 闽江河口湿地研究 [M]. 北京: 科学出版
社, 2006: 331-334.
LIU Jianqiu, ZENG Congsheng, CHENG Ning. Research of Minjiang
River Estuary Wetland [M]. Beijing: Science Press, 2006: 331-334.
[11] 蒋静艳, 汤伟, 朱秋兰, 等. 不同水分条件下不同土壤微生物类群
产 N2O量的初步研究 [J]. 农业环境科学学报 , 2006, 25(6):
1535-1540.
JIANG Jingyan, TANG Wei, ZHU Qiulan, et al. N2O production from
soil nitrification and denitrification bacteria at different water-filled
pore space [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2006, 25(6):
1535-1540.
[12] 刘芳, 刘丛强, 王仕禄, 等. 黔中地区不同植被类型土壤氧化亚氮
的释放特征及影响因素 [J]. 应用生态学报 , 2008, 19(8):
1829-1834.
LIU Fang, LIU Congqiang, WANG Shilu, et al. Soil N2O flux and its
affecting factors under different vegetations in central Guizhou
646 生态环境学报 第 21 卷第 4 期（2012 年 4 月）
Province [J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2008, 19(8):
1829-1834.
[13] 杜睿, 周宇光, 王庚辰, 等. 土壤水分对温带典型草地 N2O 排放过
程的影响 [J]. 自然科学进展, 2003, 13(9): 45-51
[14] AZAM F, MÜLLER C, WEISKE A, et al. Nitrification and
denitrification as sources of atmospheric nitrous oxide-role of
oxidizable carbon and applied nitrogen [J]. Biology and Fertility of
Soils, 2002, 35(1): 54-61.
[15] CÉLIA G, MARIA J B, MARIA F C. Seasonal and tidal influence on
the variability of nitrous oxide in the Tagus estuary [J]. Portugal
Scientia Marina, 2010,74(S1): 57-66.
[16] YANAI Y, TOYOTA K, MORISHIA T, et al. Fungal N2O production in
an arable peat soil in Central Kalimantan, Indonesia [J]. Soil Science
and Plant Nutrition, 2007, 53(6): 806-811.
[17] 王连峰, 蔡祖聪. 前期不同水分状况对土壤氧化亚氮排放的影响
[J]. 土壤学报, 2009, 46(5): 802-808.
WANG Lianfeng, CAI Zucong. Effects of antecedent water regimes on
nitrous oxides emission from arable soil [J]. Acta pedologica sinica,
2009, 46(5): 802-808.
[18] YU K W, WANG Z P, CHEN G X. Nitrous oxide and methane transport
through rice plants [J]. Biology and Fertility of Soils, 1997, 24(3):
341-343.
[19] 旷远文, 温达志, 钟传文, 等. 根系分泌物及其在植物修复中的作
用 [J]. 植物生态学报,2003, 27(5): 709-717.
KUANG Yuanwen, WEN Dazhi, ZHONG Chuanwen, et al. Root
exudates and their roles in phytoremediation [J]. Acta Phytoecologica
Sinica, 2003,27(5): 709-717.
[20] 成向荣, 冯利, 虞木奎, 等. 间伐对生态公益林冠层结构及土壤养
分的影响 [J]. 生态环境学报, 2010, 19(2): 355-359.
CHENG Xiangrong, FENG Li, YU Mukui, et al. Effects of thinning
on canopy structure and soil nutrient in ecological plantation [J].
Ecology and Environmental Sciences, 2010, 19(2): 355-359.
[21] 弋良朋, 张辉. 滨海 4 种盐生植物根际土壤酶活性特征与主要养分
的关系 [J]. 生态环境学报, 2011, 20(2): 270-275.
YI Liangpeng, ZANG Hui. Characteristics of soil enzymatic activitys
and relationship with the main nutrient in the rhizosphere of four
littoral halophytes [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2011,
20(2): 270-275.

Tidal action and tread affecting nitrous oxide fluxes in intertidal Cyperus
malaccensis var. brevifolius marsh

ZHANG Yongxun, ZENG Congsheng, TONG chuan, WANG Weiqi, HUANG Jiafang, HE Qinghua
1. School of Geographical Science, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China;
2. Research Center of Wetlands in Subtropical Region, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China;
3. Key Laboratory of Humid Sub-tropical Eco-geographical Process of Ministry of Education, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China

Abstract: The enclosed dark chamber technique was used and the measurements on nitrous oxide fluxes from Cyperus malaccensis
var. brevifolius were taken during three periods (before the flood, in the course of rising and ebbing tide, and after the ebb) and bare
wetland was tread by people who catch crabs and cattle (before the flood, and after the ebb) in the Shanyutan wetland which is the
largest wetland in the Min River estuary region. The results showed that nitrous oxide fluxes from C. malaccensis wetland affected
tidal action have very significant difference (P＝0.001<0.01) before the flood, in the course of rising and ebbing tide, and after the
ebb, but not significant difference (P＝0.103>0.05) in different day. The average nitrous oxide fluxes from C. malaccensis wetland
before the flood, in the course of rising and ebbing tide were 19.48 µg·m-2·h-1、12.80 µg·m-2·h-1 and 51.41 µg·m-2·h-1, respectively.
The average nitrous oxide fluxes in a tidal cycle was 33.1 µg·m-2·h-1. It showed C. malaccensis wetland in the day was a source of
nitrous oxide. The nitrous oxide fluxes from C. malaccensis wetland at the end time observation before the flood was lowest than
other time, most were negative, the maximum of the nitrous oxide fluxes spring up 2~3 hours after the ebbing tide. The law of nitrous
oxide flux was changed by tread of people who catch crabs and cattle. At the same time, tread also decreased the fluxes of nitrous
oxide emission. Emission of bare wetland (27.25 µg·m-2·h-1) was lower than C.malaccensis wetland (42.51 µg·m-2·h-1) before the
flood, but differentiation is not significant（P=0.527>0.05）; Emission of bare wetland (0.86 µg·m-2·h-1) was lower than C.
malaccensis wetland (63.59 µg·m-2·h-1) after the ebb, but difference is highly significant（P=0.006<0.01）.
Key words: N2O flux; tidal cycle; tread; Estuary wetland