水分狀況及溫度對長江漫灘沉積物溫室氣體排放的影響：以南京綠水灣濕地為例

張丹奕，劉藝軒，周旭東，唐珍妮，于志國*

（1.南京信息工程大學水文與水資源工程學院，南京 210044；2.水利部水文氣象災害機理與預警重點實驗室，南京 210044；3.南京水利科學研究院，南京 210000）

二氧化碳（CO2）、甲烷（CH4）、氧化亞氮（N2O）是大氣中重要的3 種溫室氣體，其在大氣中濃度增加是導致全球變暖的重要原因之一[1]。河漫灘是水陸生態系統的交錯地帶，是重要的濕地生態系統類型之一，可通過沉積物-水體界面向大氣排放CO2、CH4和N2O 等溫室氣體[2]，受水文波動、氣候變化等多重因素影響，其溫室氣體排放規律及影響因素尚不清楚。

水分決定了微生物合成和分解代謝的氧化還原條件[2]，研究表明，淹水條件下產甲烷菌活性較強，有利于CH4排放[3]，而減弱CO2排放，CO2排放量僅為好氧條件的80%[4]；同時，水分狀況會影響微生物的硝化作用和反硝化作用過程，進而影響沉積物N2O 的排放[5-6]。在一定范圍內，水分含量與硝化速率及N2O排放成正比，當水分含量大于某一閾值時，硝化速率被抑制的同時反硝化速率顯著增加[7-8]。

溫度是沉積物中溫室氣體產生和排放的重要驅動因子，可通過影響微生物活性以及其在水中的溶解度，進而影響其排放速率。研究表明，升溫可促進電子受體的氧化還原作用，降低氣體在水中的溶解，從而加快沉積物有機質分解，進而增加CO2、CH4、N2O等溫室氣體排放[9-10]。此外，溫度還會影響反硝化細菌群落結構組成，進而控制硝化與反硝化作用的強度[11]，影響N2O排放通量。

溶解性有機質（DOM）是水生生態系統有機組分的重要組成，是微生物產能代謝的重要原料，與沉積物溫室氣體產排密切相關[12]。三維熒光光譜技術（3D-EEMs）可基于有機質的組分峰團等信息，確定DOM 的熒光特性和來源。已有研究證實，DOM 與溫室氣體排放之間聯系緊密，如Zhou等[13]的研究發現外源DOM 的輸入和降解會導致太湖溶解性CH4濃度的增高，Amaral等[14]通過對西班牙Guadalete河的溫室氣體排放研究發現CO2、CH4、N2O 溶存濃度及排放與河口DOM組成有關，因此，3D-EEMs技術是目前定量探討DOM對溫室氣體排放影響行之有效的方法。

現有研究主要關注河口海岸沉積物溫室氣體排放通量觀測[15-16]、產生機制[17，18]及影響因素[19-20]等。Burgos 等[17]發現西班牙南部海岸沉積物中反硝化作用是N2O 生成的主要過程；Stadmark 等[19]的研究表明溫度、硝酸鹽、季節是影響沉積物溫室氣體排放的重要因素。國內學者在該領域的研究主要包括閩江河口[21]、崇明東灘[20]、鹽城濱海濕地[16]等，而關于長江漫灘沉積物溫室氣體排放及影響機制的研究鮮有報道。

本研究將采集的長江中下游南京綠水灣濕地漫灘的表層沉積物樣品分別在不同水分狀況和溫度條件下進行培養，通過3D-EEMs 技術確定DOM 組分特征，闡明不同水分狀況及溫度下漫灘沉積物溫室氣體排放特征和影響因素，探討漫灘沉積物溫室氣體排放與DOM 特征之間的內在聯系，以期為河流生態系統碳排放核算提供重要理論依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

選取南京綠水灣濕地（32°03′ N，118°40′ E）為代表進行樣品采集。綠水灣濕地位于南京市江北新區沿江區域，總面積約為18.79 km2，長度約為14.1 km[22]，是長江中下游典型江灘濕地之一，受人為干擾較少，是南京市重要生態屏障。濕地漫灘由長江泥沙淤積而成，土質肥沃松軟。該地區屬于亞熱帶季風氣候，四季分明，冬夏溫差顯著，雨水充沛。春、夏、秋、冬季平均氣溫分別為16.5、27.5、18.3、5.4 ℃，年平均氣溫為16.9 ℃。年平均降水量為1 090.4 mm，降水主要集中在夏季，冬季降水較少。

1.2 樣品采集

沉積物樣品于2022 年3 月3 日在研究區內的長江漫灘上隨機選擇5 處采樣點采集獲得，采樣位置如圖1 所示。表層沉積物中生物地球化學反應相較于底層沉積物更為活躍，因此采用五點取樣法采集表層（0～15 cm）沉積物樣品，裝入聚乙烯自封袋，冷藏保存，盡快運回實驗室。將沉積物樣品混合均勻后在避光陰涼處自然風干，剔除植物根莖等雜質后，過2 mm篩，用于培養實驗，剩余部分于4 ℃冰柜保存備用。

圖1 研究區域及采樣點位置Figure 1 Locations of the study area and sampling sites

培養前沉積物的理化性質：pH 值為8.20，有機質含量為48.84 g·kg-1，全碳（C）含量為24.41 g·kg-1，DOC含量為50.60 mg·kg-1，可溶性無機碳（DIC）含量為164.02 mg·kg-1，全氮（N）含量為1.14 g·kg-1，硝態氮（-N）含量為2.11 mg·kg-1，氨氮（-N）含量為0.53 mg·kg-1，田間最大持水量（WHC）為37.2%。

1.3 培養實驗

根據研究區氣候特點及原狀沉積物水分狀況，實驗設置2 種水分處理，即淹水（＞100%WHC，過飽和）和半淹水（100%WHC，飽和），分別可近似代表雨水充沛的豐水期和雨水較少的枯水期；根據研究區各季節及年均溫，設置5、15、20、30 ℃4 個溫度處理。實驗共8 組處理，培養時間為68 d。每組處理均設置4個重復，其中2 個重復用于測定氣體排放通量，其余用于測定上覆水及沉積物參數和氣體排放通量。稱取100.0 g風干沉積物置于250 mL GL45瓶中，淹水組加入150 mL 去離子水（上覆水深度約為3 cm），半淹水組加入去離子水調節水分至100%WHC。瓶口覆蓋PM996 封口膜，在封口膜上均勻扎若干小孔以保持培養瓶內與外界大氣連通。實驗開始前，將培養瓶置于25 ℃培養箱中預培養5 d，使沉積物中的微生物恢復活性。預培養結束后，培養瓶分別放置在對應溫度的恒溫培養箱中避光培養，通過稱質量的方法保持瓶內水分恒定。

在培養后第1、6、11、18、25、32、39、46、53 天采集氣樣、水樣及沉積物樣品，在第60天和第68天僅采集氣樣。采集氣體樣品前，將培養瓶上的封口膜取下并擾動瓶口空氣，使瓶內外氣體濃度一致。蓋上橡膠塞，利用帶有三通閥的注射器反復抽推3 次將瓶內氣體攪勻后，抽取10 mL 氣體樣品注入預先抽好真空的取氣瓶中，作為樣品的初始濃度。取氣結束后將培養瓶放回培養箱中，24 h后按照上述步驟再次抽取10 mL氣體樣品，通過前后氣體濃度差計算氣體排放速率和累積排放量。使用無菌勺取培養瓶內沉積物1.5 g用于測定DOC、DIC、總氮（TN）、NO-3-N含量及DOM光譜數據。用帶有一次性針頭的注射器采集淹水組上覆水10 mL過0.45μm濾膜用于DOM光譜測定。

1.4 樣品分析

CO2、CH4、N2O 濃度使用氣相色譜儀（GC，Agilent 7890B，美國）測定。沉積物中元素含量使用元素分析儀（Vario MACRO cube，德國）測定，有機質含量采用灼燒法[23]測定，pH 值使用pH 計（Sartorius PB-10，德國）測定。淹水組上覆水溶解氧（DO）濃度使用WTW 多參數測量儀（Multi 3630 IDS，德國）測定。沉積物樣品利用水提法[24]提取后使用TOC 分析儀（Shimadzu TOC-L，日本）測定DOC、DIC 含量。沉積物TN-N、-N 含量通過1 mol·L-1KCl 浸提[25]后測定，其中TN含量使用TOC分析儀測定-N使用紫外分光光度法[26]測定，-N 通過納氏試劑比色法[27]測定。沉積物有機質碳氮比（C/N）為DOC 含量與TN 含量的比值。使用熒光光譜儀（Agilent Cary Eclipse，美國）測定沉積物經水提法得到的濾液以及上覆水DOM 的3D-EEMs 信息并結合平行因子分析（PARAFAC）對組分進行解析。

1.5 數據分析

沉積物CO2、CH4、N2O 累積排放速率計算公式為[28]：

式中：F為氣體排放速率，CO2為mg·kg-1·d-1，CH4、N2O為μg·kg-1·d-1；M為氣體摩爾質量，g·mol-1；V0為標準狀態下的氣體摩爾體積，22.4 L·mol-1；V為培養瓶內氣體所占的有效體積，m3；m為土壤質量，kg為單位時間瓶內氣體濃度變化量，CO2為10-6·d-1，CH4、N2O 為10-9·d-1；T0為標準狀態下氣體的絕對溫度，K；T為培養溫度，K。

沉積物CO2、CH4、N2O累積排放量計算公式為[28]：

式中：F累積表示氣體累積排放量，CO2為mg·kg-1，CH4、N2O 為μg·kg-1；Fi表示相鄰兩次取樣的氣體平均排放速率，CO2為mg·kg-1·d-1，CH4、N2O為μg·kg-1·d-1；Di表示采樣間隔時間，d；n表示采樣次數。

溫度敏感系數（Q10）表示溫度每上升10 ℃時，土壤呼吸速率相對變化的比例，其計算公式為[29]：

式中：Th和Tl分別表示較高溫度和較低溫度，℃；Ch和Cl分別為在Th和Tl時的土壤呼吸累積量（CO2排放累積量），mg·kg-1。

沉積物凈硝化速率計算公式為[8]：

式中：n為凈硝化速率，mg·kg-1·d-1；t為培養時間，d；N為沉積物硝態氮含量，mg·kg-1。

全球增溫潛勢（GWP）計算公式為[30]：

式中：GWP為CO2、CH4、N2O 3種溫室氣體的全球增溫潛勢，mg CO2e·kg-1；FCO2、FCH4、FN2O分別為CO2、CH4、N2O的累積排放量，mg·kg-1。

使用ArcGIS 10.2 繪制采樣點位置圖，利用MATLAB R2021b 中的PARAFAC 處理DOM 光譜數據；使用Origin Pro2022b 進行單因素ANOVA 方差分析（P＜0.05 表示顯著差異）并繪圖。圖表中數據為平均值±標準差。

2 結果與分析

2.1 不同水分狀況及溫度下沉積物溫室氣體排放特征

從CO2排放情況來看，在淹水條件下，溫度升高促進CO2累積排放量的快速增加，但30 ℃處理組在培養第25 天后排放速率逐漸降低（圖2a），這與沉積物中易分解的有效碳含量減少有關。培養結束時，淹水條件下5、15、20、30 ℃處理組CO2累積排放量分別為37.40、125.37、129.99、97.56 mg·kg-1。在半淹水條件下，CO2累積排放量隨溫度升高而增加（圖2b）。培養結束時，半淹水條件下5、15、20、30 ℃處理組的CO2累積排放量分別為12.98、43.71、62.35、101.63 mg·kg-1。由于在半淹水條件下有效碳消耗比淹水條件下更緩慢，因此該水分條件下30 ℃處理組并未出現培養后期有效碳不足而導致CO2排放受到抑制的現象，最終累積排放量高于30 ℃淹水處理組?？傮w而言，淹水顯著促進了CO2的排放（P＜0.05），除30 ℃處理組外，其余溫度處理組在半淹水條件下CO2累積排放量僅為淹水條件下的35%～48%。

圖2 不同水分狀況及溫度下溫室氣體累積排放量Figure 2 Greenhouse gas cumulative emissions under different moisture contents and temperature

如表1 所示，不同水分狀況及溫度下微生物呼吸溫度敏感系數Q10差異較大，其中T1、T2、T3分別表示5 ℃與15 ℃、15 ℃與20 ℃以及20 ℃與30 ℃的溫差，T1Q10、T2Q10、T3Q10分別表示相應溫差下的Q10。淹水條件下，T1Q10顯著大于T2Q10和T3Q10（P＜0.05）。半淹水條件下，T1Q10和T2Q10顯著高于T3Q10（P＜0.05）?？傮w而言，Q10隨溫度升高而減小。相同溫度梯度中，淹水條件下T1Q10顯著大于半淹水條件（P＜0.05），T2Q10和T3Q10下無顯著差異。

表1 不同水分狀況及溫度條件下沉積物微生物呼吸溫度敏感系數Q10Table 1 Sediment microbial respiratory temperature sensitivity coefficient Q10 under different moisture contents and temperatures

從CH4排放情況來看，淹水條件下，各溫度處理組累積排放量均為先上升后趨于平穩（圖2c）。淹水條件下環境溫度越高，CH4累積排放量趨于平穩的時間越早，30、20、15 ℃處理組CH4累積排放量分別在培養第25、46天和第60天開始趨于平穩。培養結束時，淹水條件下5、15、20、30 ℃處理組的CH4累積排放量分別為4.17、10.82、8.72、10.09μg·kg-1。15 ℃處理組由于排放速率相對較高且趨于穩定時間最晚，因此最終CH4累積排放最高。半淹水條件下，5 ℃和30 ℃處理組表現為CH4排放，15 ℃和20 ℃處理組表現為CH4吸收（圖2d）。培養結束時，30 ℃處理組CH4累積排放量（3.35 μg·kg-1）顯著高于5 ℃處理組（0.61 μg·kg-1）（P＜0.05），15、20 ℃處理組累積排放量分別為-3.22μg·kg-1和-2.01 μg·kg-1。淹水促進沉積物中CH4的排放，相同溫度環境下半淹水處理組的CH4排放量顯著低于淹水處理組（P＜0.05）。

從N2O 排放情況來看，淹水條件下，20 ℃和30 ℃處理組累積排放量呈現先上升再平穩后輕微下降的變化趨勢，15 ℃處理組幾乎無明顯變化趨勢，5 ℃處理組呈現輕微下降趨勢（圖2e）。培養結束時，5、15、20、30 ℃處理組N2O 累積排放量分別為-4.08、-0.04、5.78、31.90μg·kg-1，溫度升高顯著促進了N2O 的排放（P＜0.05）。半淹水條件下，培養前期，15 ℃處理組N2O 排放量最高，5 ℃處理組排放量最低（圖2f）。隨著培養時間變化，30 ℃處理組N2O 排放速率逐漸上升，最終累積排放量超過15 ℃處理組。培養結束時，5、15、20、30 ℃處理組N2O 累積排放量依次為3.66、11.57、7.25、12.86μg·kg-1。此外，30 ℃處理組在淹水情況下N2O 累積排放量顯著大于半淹水條件，但5 ℃和15 ℃處理組在半淹水條件下N2O 排放量顯著大于淹水條件（P＜0.05）。

2.2 不同水分狀況及溫度下沉積物理化性質變化特征

培養過程中淹水條件下沉積物DOC 平均含量為39.80 mg·kg-1，小于半淹水條件下的DOC 平均含量（43.19 mg·kg-1）（圖3a），這表明淹水條件更有利于DOC分解。從溫度來看，兩種水分狀況下5 ℃處理組DOC平均含量均為最高，這說明5 ℃環境下DOC分解程度相對較低。淹水條件下沉積物DIC 平均含量（164.60 mg·kg-1）顯著大于半淹水條件（128.10 mg·kg-1）（P＜0.05，圖3b）。淹水條件下DOC平均含量低于半淹水條件，但DIC平均含量高于半淹水條件，這表明淹水處理組中DOC 分解礦化程度更高，導致大量DOC 轉化為DIC或生成CO2、CH4等含碳溫室氣體釋放到空氣中。

圖3 不同水分狀況及溫度下沉積物中DOC平均含量、DIC平均含量及平均凈硝化速率Figure 3 Average DOC，DIC and net nitrification rate in sediments under different moisture contents and temperatures

整個培養期間，淹水條件下平均凈硝化速率隨溫度上升而上升（圖3c），30 ℃處理組凈硝化速率為0.43 mg·kg-1·d-1，顯著高于淹水條件下其余溫度處理組（P＜0.05）。半淹水條件下，凈硝化速率顯著高于淹水條件（P＜0.05），其中20 ℃處理組凈硝化速率最高，為2.17 mg·kg-1·d-1；其次是30 ℃和15 ℃處理組，分別為1.68、1.46 mg·kg-1·d-1；5 ℃處理組凈硝化速率最低，為0.36 mg·kg-1·d-1。

淹水條件與半淹水條件下沉積物有機質C/N 存在不同的變化趨勢（圖4）。淹水條件下，培養前期各溫度處理組C/N 呈波動狀變化，5 ℃處理組C/N 最高（圖4a）。培養第25 天時，30 ℃處理組C/N 為1.55，達到最低，之后開始逐漸上升，這表明其有機質分解速率開始下降，這與該處理組CO2排放速率變化一致。半淹水條件下，各溫度處理組C/N 均呈現下降趨勢，各組間存在C/N 隨溫度升高而降低的變化特征（圖4b）。5 ℃處理組C/N 平均值為1.89，顯著高于其余溫度處理組（P＜0.05）。這表明溫度升高導致C/N 降低，有機質分解程度增大，這與CO2累積排放量變化規律較為一致。

圖4 不同水分狀況及溫度下沉積物C/NFigure 4 C/N in sediments under different moisture contents and temperatures

2.3 不同水分狀況及溫度下上覆水及沉積物DOM 熒光組分特征

上覆水及沉積物DOM 組分解析結果如圖5 所示。其中C1 組分主要為富里酸類疏水性物質（圖5a），屬于陸生腐殖質成分；C1 組分存在兩個明顯激發波長（Ex），分別位于235 nm和325 nm處，最大發射波長（Em）位于424 nm（圖5d）。C2組分主要為酪氨酸類物質和蛋白質等微生物副產物（圖5b），是微生物的產能代謝原料；C2 組分在220 nm 和275 nm 處存在兩個明顯激發波長，其最大發射波長位于314 nm（圖5e）。C3 組分主要為胡敏酸類親水性物質（圖5c），一般通過陸源植物降解及人類活動產生，也屬于腐殖質成分；C3 組分兩個明顯激發波長分別位于260 nm 和380 nm處，最大發射波長位于458 nm處（圖5f）。

圖5 上覆水及沉積物DOM組分及最大激發波長和發射波長分布Figure 5 DOM fluorescence components of overlying water and sediment and maximum excitation wavelength and emission wavelength distribution

不同溫度環境下淹水處理組上覆水DOM 組分相對豐度隨著培養時間增加有明顯變化（圖6）。4 種溫度環境下上覆水DOM 組分相對豐度具有相似的變化趨勢，即隨著培養時間的增加，C1 組分相對豐度不斷上升，C2組分不斷下降，C3組分較為穩定。這可能是由于在培養初期，腐殖質含量相對較低，上覆水中DOM 組分以酪氨酸和蛋白質等微生物副產物為主；隨著培養時間的延長，沉積物DOM 不斷腐殖化，微生物在腐殖化過程中降解酪氨酸、蛋白質等組分，產生高分子量的腐殖質，導致富里酸類物質增多。溫度升高則有利于加快DOM 的腐殖化進程，從而促進溫室氣體排放。水分狀況對沉積物DOM 組成影響較小，淹水及半淹水條件下沉積物DOM 組分在不同溫度環境中相對豐度變化規律相似，即C1 組分相對豐度最高，其次是C3組分，C2組分相對豐度最低。

圖6 上覆水DOM組分相對豐度變化Figure 6 Changes in relative abundance of DOM components in overlying water

2.4 不同水分狀況及溫度下沉積物溫室氣體排放的全球增溫潛勢

利用培養結束時各處理組的3 種溫室氣體累積排放量計算得到其GWP，結果如表2所示。淹水條件下，溫度從5 ℃上升至20 ℃時，GWP增加為原來的3.6倍（P＜0.05）；而由于后期30 ℃處理組CO2、CH4排放速率降低，溫度從20 ℃上升至30 ℃時，GWP僅為20 ℃時的80.7%。半淹水條件下，GWP隨溫度升高而顯著升高（P＜0.05），30 ℃處理組的GWP達到5 ℃處理組的7.5 倍。從不同水分條件來看，除30 ℃外，相同溫度下淹水處理組的GWP均顯著大于半淹水處理組（P＜0.05）。此外，高溫（30 ℃）下淹水環境中沉積物GWP可達到低溫（5 ℃）半淹水條件下的7.6 倍，其影響不容小覷。

表2 不同水分狀況及溫度條件下沉積物溫室氣體排放的全球增溫潛勢（mg CO2e·kg-1）Table 2 Global warming potential（mg CO2e·kg-1）for greenhouse gas emissions from sediments under different moisture contents and temperatures

3 討論

3.1 水分狀況及溫度對CO2排放的影響

本研究中CO2排放對水分狀況及溫度變化的響應有所不同。在淹水條件下，培養前期CO2累積排放量隨溫度升高而增加；培養后期，30 ℃處理組CO2排放受到抑制，排放速率降低。這表明溫度升高在短期內可促進沉積物排放CO2，而當沉積物長期處于較高溫度環境中時，CO2排放會被抑制，這與胡汗等[31]的研究結果一致。這是由于在培養前期，較高溫度下大量大分子有機碳被快速消耗，因此CO2排放量出現快速增長。而在實驗室環境下培養瓶中無外源碳輸入，微生物呼吸消耗的碳無法得到補充。隨著培養時間延長，沉積物中易被分解的有效碳不斷減少，難礦化的惰性碳不斷累積[31]，因此較高溫度環境下CO2排放速率逐漸減緩。

半淹水條件下，CO2累積排放量始終隨溫度升高而增加，這與前期研究結果一致[11，32-33]。研究表明水位較低時土壤呼吸隨溫度升高而顯著升高[32]，溫度上升使土壤微生物活性增強，促進土壤中碳的分解，導致CO2排放量增多[33]。本研究中由于在半淹水條件下有機碳消耗比淹水條件下更為緩慢，因此該水分條件下30 ℃處理組在培養后期并未出現有機碳不足而導致CO2排放受到抑制的現象。

現有關于水分狀況對CO2排放影響的研究結果存在一定差異，許多研究認為淹水條件下土壤CO2排放將減少，如沙晨燕等[34]通過對美國Olentangy 河濕地的觀測實驗發現土壤含水率與CO2通量呈反比關系，而李平等[8]認為淺層淹水條件并非完全厭氧狀態，因此在此淹水條件下CO2排放量仍較高。本研究中淹水處理組上覆水中DO 平均濃度在實驗前及實驗結束后分別為1.5、0.9 mg·L-1，而通常將水體中DO低于2.0 mg·L-1定義為缺氧狀態[35]，低于0.2 mg·L-1定義為厭氧狀態[36]。因此淹水處理組屬于缺氧環境，而并未達到厭氧狀態的標準，大氣中少量氧氣依然可滲入沉積物中，從而促進了CO2的排放。此外，淹水條件會導致部分微生物死亡，其死亡后釋放的DOC 可為其余微生物提供大量有效碳，導致微生物呼吸顯著增加[8]。

本研究中微生物呼吸溫度敏感系數Q10隨溫度升高而降低，這與前期研究結果一致[31]。這是由于溫度升高導致沉積物中微生物呼吸底物由較易分解的活性有機質向較難分解的惰性有機質轉化[37]，加上微生物對較高溫度環境產生生理適應[38]，因此溫度敏感性逐漸下降。

CO2是沉積物分解過程中的重要產物，其中有機質C/N 是反映沉積物有機質分解程度的重要指標[39]。本研究中CO2累積排放量隨沉積物C/N 下降而上升，這與李彬彬等[28]的研究結果一致。在有機質分解過程中，碳不斷礦化，氮相對富集，因此當沉積物分解程度增大時，沉積物C/N 也隨之下降。C/N 下降使微生物對氮素的利用更為充分[40]，微生物活性增強，導致CO2排放增多。

3.2 水分狀況及溫度對CH4排放的影響

淹水條件下，CH4累積排放量隨溫度變化規律與CO2相似，即30 ℃處理組在培養前期CH4排放較多，到培養后期排放受到抑制。大量研究表明，隨著環境溫度升高，CH4排放也增多[41-43]。產甲烷菌活動最適宜的溫度是35～37 ℃[44]，較高溫度有利于產甲烷菌分解有機質，進而促進CH4產生。在本實驗中，溫度升高會促進有機質更快分解，而當有機質分解到一定程度后，由于培養瓶內無外源碳的輸入，可利用的有效碳減少，導致后期較高溫度下CH4的排放速率減緩，并且溫度越高，CH4累積排放量趨于平穩的時間越早。

半淹水條件下，5 ℃和30 ℃處理組CH4累積排放大于0，而15 ℃和20 ℃處理組CH4累積排放量小于0。這是由于半淹水處理組表層無上覆水存在，可與大氣直接接觸，因此在該水分條件下產生的CH4容易被氧化。仝川等[43]發現10 ℃以上的環境會發生濕地CH4被氧化的情況，而溫度上升至30 ℃時，CH4產生量才開始大于氧化量[45]。因此推斷漫灘沉積物在半淹水條件下同樣存在類似現象：5 ℃環境下，CH4排放較少但相對而言不易被氧化，因此呈現少量CH4排放；15 ℃和20 ℃環境下，CH4氧化量大于產生量，因此出現CH4吸收的現象；30 ℃環境下，CH4產生量大于氧化量，CH4排放量較高。

淹水條件下CH4排放量顯著高于半淹水條件，這是由于淹水處理組屬于缺氧環境，有利于CH4的產生與排放。大量研究表明，水位深度與CH4排放量呈正相關關系，水分狀況對CH4產生與排放具有決定性作用[3，42]。產甲烷菌為厭氧細菌，因此淹水條件更有利于其生長繁殖。此外，淹水條件降低了氧化還原電位[8]，進一步有利于CH4的產生和排放。

沉積物中DOC對于CH4排放有著重要作用，可為產甲烷菌提供能源[46]。許多研究表明，DOC 含量與CH4排放量呈正相關關系[42，46]，但本研究中DOC 平均含量與CH4排放量并未呈現正相關關系，這是由于實驗室培養過程中沒有外源有機碳輸入，因此僅能通過DOC 礦化分解為產甲烷微生物提供營養基質[47]。DOC 被消耗得更多表明其礦化程度更高，因此排放的CH4也就更多。

3.3 水分狀況及溫度對N2O排放的影響

沉積物排放N2O 主要通過硝化作用和反硝化作用進行，硝化作用一般在好氧環境中產生，而反硝化作用則需要厭氧條件[11]。淹水條件下，凈硝化速率顯著低于半淹水條件，沉積物處于缺氧狀態，硝化作用受到抑制，但同時也促進了反硝化作用的進行[8]。因此，在30 ℃環境下淹水處理組雖然凈硝化速率很低，但由于反硝化作用較強，其N2O 累積排放量達到同溫度下半淹水處理組的2.5 倍。在本研究中，隨著溫度升高，淹水條件下N2O 累積排放量增加。前期研究表明，反硝化作用可在5～70 ℃的溫度范圍內進行且強度隨溫度上升而增加[11]，進而促進N2O 排放。在5 ℃淹水環境中，沉積物硝化作用與反硝化作用強度均較低，導致N2O 排放較少；隨著溫度升高，淹水條件下反硝化作用強度逐漸增加，促進N2O排放增多。

半淹水條件下，硝化速率相較于淹水環境更高。前期有研究認為當水分為100%WHC 時N2O 排放主要來自反硝化作用，硝化作用的貢獻相對較小[48]；但也有研究認為在通氣性較好的土壤中，N2O 排放在土壤含水量特別高的情況下仍主要來源于硝化作用[49]。本研究中，半淹水條件下氧氣可滲入表層沉積物孔隙中，有利于硝化作用的進行，N2O 主要來源于硝化作用。在該水分條件下培養前期15 ℃處理組N2O 排放量最高，后期30 ℃處理組排放量最高。前期研究表明，當土壤溫度在15～20 ℃范圍內時，稻麥輪作周期內生態系統N2O 排放通量最高[50]，而當研究地區受到氮限制時，溫度對N2O 排放影響較小[41]。本研究中，由于在實驗室培養環境下無外源氮輸入，該水分條件下15 ℃處理組在培養后期受到氮含量限制，導致N2O排放速率減小。

此外，本研究還發現30 ℃處理組在淹水條件下N2O 累積排放量顯著大于半淹水條件，但5 ℃和15 ℃處理組則在半淹水條件下的排放量顯著大于淹水條件（P＜0.05）。這是因為5 ℃和15 ℃環境下的溫度較低，淹水及半淹水處理組反硝化作用強度均較低，而半淹水處理組由于硝化作用相較于淹水處理組更強，因此N2O 排放量相對更高；而在30 ℃環境下，淹水處理組反硝化作用增強，導致N2O排放增多。

3.4 水分狀況及溫度對DOM 的影響以及對溫室氣體排放的影響

本研究中上覆水及沉積物DOM 主要由3 種組分構成，其中C1、C3 組分為腐殖質類物質，C2 為蛋白質與酪氨酸類物質。本研究發現，水分狀況對于DOM組分的變化沒有明顯影響，但溫度升高則加速了DOM 的腐殖化進程。隨著溫度升高，C2 組分相對豐度不斷降低，C1 組分不斷升高。增溫會使土壤中芳香性組分比例降低，富里酸物質含量逐漸超過胡敏酸，土壤DOM 結構變得簡單[51]，這與本研究中上覆水DOM組分相對豐度變化規律一致。

DOM 可為微生物生長、代謝提供養分及能量，影響微生物活性及群落結構，對于溫室氣體的產生和排放具有重要影響[52]。本研究中，隨著C2 組分相對豐度的降低，CO2排放量逐漸增多。C2組分是微生物的產能代謝原料，微生物將其礦化分解為小分子有機物的過程中產生CO2[12]，這是沉積物中CO2排放的主要來源?，F有研究表明DOM 礦化會消耗更多溶解氧，進而提高CH4溶存濃度[13]。朱俊羽等[53]認為CH4通量與DOM 中腐殖質類組分關系更為密切。本研究發現增溫使上覆水中C2 組分更快地向C1 組分的轉化，加快了DOM 的礦化速率，有利于產生更多的CH4。DOM 礦化會使N2O釋放到水體中，進而導致N2O排放增多。研究發現溶解性N2O 與蛋白質類以及腐殖質類DOM 有關[14]，蛋白質類DOM 中氮元素豐富，有利于N2O的排放。本研究中培養初期上覆水DOM 中C2組分含量較多，較高溫度下其礦化分解速率更快，因此導致了30 ℃條件下淹水處理組N2O 排放量更高?？傮w而言，本研究中DOM 的C2 組分是影響溫室氣體排放的關鍵組分。

4 結論

（1）沉積物累積CO2排放量在淹水及半淹水條件下均隨溫度升高而顯著增加，而溫度敏感系數隨溫度升高而降低；累積CH4排放量淹水處理顯著高于半淹水處理且隨溫度升高而顯著增加；同時，N2O排放量在淹水和半淹水條件下隨溫度上升而顯著增加。溫度上升、水分含量增加均導致溫室氣體增溫潛勢提高。

（2）溫度升高、水分含量增多促進了沉積物中可溶性有機碳的分解，從而顯著增加CO2、CH4排放量，但淹水條件下凈硝化速率顯著降低，硝化作用受到抑制。

（3）沉積物溫室氣體排放與溶解性有機質中蛋白質類組分減少、腐殖質類組分增加有關，增溫會加快溶解性有機質的腐殖化進程。