鄧煥廣，劉 濤，魯長娟，張 菊，曹起孟，姚 昕

(1：聊城大學(xué)環(huán)境與規(guī)劃學(xué)院，聊城 252000)(2：山東省德州市自然資源局，德州 253073)

沉水植物作為湖泊生態(tài)系統(tǒng)的初級(jí)生產(chǎn)者，在維持生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能及生物多樣性等方面具有重要作用[1]. 沉水植物對(duì)水中營養(yǎng)物具有較好的吸收作用[2]，但其衰亡后腐爛分解，一方面消耗溶解氧，釋放C、N、S、P等物質(zhì)，改變水體理化性質(zhì)[3-4]，另一方面，營養(yǎng)物質(zhì)的釋放可為微生物活動(dòng)提供物質(zhì)基礎(chǔ)，也為CO2、CH4和N2O等主要溫室氣體產(chǎn)生的底物需求提供了質(zhì)量和數(shù)量保障，可影響溫室氣體的產(chǎn)生和排放[5-7]，但沉水植物衰亡后腐爛分解對(duì)水體溫室氣體產(chǎn)生和排放的影響還鮮有報(bào)道. 當(dāng)前已有關(guān)于水生植物對(duì)溫室氣體影響的研究多集中于植物生長對(duì)水體中溫室氣體含量和水-氣界面間擴(kuò)散通量的影響[8-12]，較少關(guān)注植物衰亡過程中溫室氣體的產(chǎn)生和排放，且已有部分主要基于室內(nèi)模擬研究[13]，而缺乏現(xiàn)場(chǎng)研究結(jié)果，同時(shí)對(duì)沉積物-水界面間溫室氣體的擴(kuò)散影響關(guān)注不夠[14]，沒有系統(tǒng)地對(duì)水體沉積物-水-氣界面間溫室氣體的遷移進(jìn)行探討. 因此，研究沉水植物衰亡腐爛過程中水體沉積物-水-氣界面間溫室氣體產(chǎn)生和排放對(duì)于全面了解水體溫室氣體的來源和評(píng)估水體對(duì)大氣溫室氣體的貢獻(xiàn)具有重要的科學(xué)意義.

近年來，對(duì)富營養(yǎng)化水體具有較強(qiáng)適應(yīng)能力和凈化作用的沉水植物——菹草(Potamogetoncrispus)已成為北方水體水生植物的優(yōu)勢(shì)種，菹草于每年6月初會(huì)發(fā)生集中衰亡，衰亡過程中伴隨著營養(yǎng)元素的大量釋放，易導(dǎo)致水體理化性質(zhì)變化和二次污染[3,15]，并促進(jìn)微生物反應(yīng)，影響水體中溫室氣體的產(chǎn)生、溶存和界面間的擴(kuò)散. 東平湖是山東省第二大湖泊，為典型草型湖泊，菹草是其優(yōu)勢(shì)種之一，5月份衰亡前覆蓋面積可達(dá)水面的80%以上[16]，而關(guān)于菹草腐爛分解對(duì)東平湖溫室氣體產(chǎn)生和排放的影響還未見報(bào)道. 因此，于2016年5-7月(菹草衰亡前后)分7次對(duì)東平湖上覆水和孔隙水中溫室氣體的溶存濃度進(jìn)行現(xiàn)場(chǎng)采樣監(jiān)測(cè)，結(jié)合菹草腐爛分解規(guī)律和水體環(huán)境理化性質(zhì)探討上覆水和孔隙水中溫室氣體溶存的影響因素，并探究菹草腐爛過程中溫室氣體在沉積物-水-氣界面間的擴(kuò)散規(guī)律，以期為深入理解水生植物衰亡對(duì)水體溫室氣體排放的影響提供科學(xué)數(shù)據(jù)支撐和理論參考.

1 材料與方法

1.1 采樣區(qū)域概況

東平湖地處山東省西南部，屬暖溫帶大陸性半濕潤季風(fēng)氣候區(qū)，常年有水面積為209 km2，平均水深為2～3 m，是黃河下游僅存的天然湖泊和中國東部地區(qū)典型的淺水湖泊，也是南水北調(diào)東線工程的主要調(diào)蓄湖和山東省西水東輸項(xiàng)目的水源地；1979-1999年，東平湖水生植物物種多樣性減少，生物量下降，群落結(jié)構(gòu)趨于簡單，呈衰退現(xiàn)象[17]，2003-2004年菹草為伴生種[18]，2008年成為優(yōu)勢(shì)種群[16]. 據(jù)本課題組2016年5月全湖現(xiàn)場(chǎng)調(diào)查數(shù)據(jù)，菹草衰亡前濕生物量為0.87～4.90 kg/m2，平均值為2.63 kg/m2，略低于張金路等2008年5月的調(diào)查結(jié)果(平均值為3.27 kg/m2，最大生物量達(dá)到5.33 kg/m2)[16].

圖1 東平湖及其采樣點(diǎn)位置Fig.1 Location of Lake Dongping and the sampling site

1.2 樣品采集與分析

于2016年5月17日，在東平湖北部湖區(qū)的典型菹草區(qū)(水深0.6 m)(圖1)采集即將衰亡的整株菹草樣品(菹草形態(tài)見圖2a)，帶回實(shí)驗(yàn)室后，挑凈雜物，用超純水洗凈，置于陰涼通風(fēng)處自然風(fēng)干后，整株裝入100目尼龍分解袋中(圖2b)，每袋15 g，每組設(shè)3個(gè)平行，共設(shè)9組. 于2016年5月21日(菹草即將大面積衰亡前)將分解袋隨機(jī)投放到采樣區(qū)域并固定(圖2c)，并在投放后第1、5、9、13、18、23、30、36、44天各取回一組(3個(gè))，帶回實(shí)驗(yàn)室后用自來水和去離子水洗去表面附著物，70℃恒重后稱重計(jì)算干物質(zhì)殘留率.

圖2 菹草分解實(shí)驗(yàn)照片及有機(jī)玻璃采樣管示意圖：(a)菹草形態(tài)圖，(b和c)菹草分解實(shí)驗(yàn)圖，(d)有機(jī)玻璃采樣管示意圖Fig.2 Photographs of decomposition experiment of Potamogeton crispus and sketch map of the plexiglass sampling tube

1.3 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計(jì)

采用二次指數(shù)模型對(duì)菹草干物質(zhì)殘留率進(jìn)行擬合[3]：

(1)

式中，Wt為t時(shí)刻的殘留干量(g)，W0為菹草初始干量(g)，A和1-A分別為初始干菹草中快速分解和慢速分解組分的比例，k1和k2分別為快速和慢速分解組分的分解常數(shù)(d-1).

上覆水中溫室氣體溶存濃度(CW)的計(jì)算公式為[8]：

CW=((CAl-CA)VAl+α·CAl·VW)/VW

(2)

式中，CAl為有機(jī)玻璃采樣管中水-氣交換達(dá)到平衡時(shí)頂空氣體樣品中溫室氣體濃度(μmol/L或10-6v/v)，CA為采樣點(diǎn)現(xiàn)場(chǎng)大氣中溫室氣體濃度(μmol/L)，VAl和VW分別為采樣管內(nèi)頂空空氣和水樣體積(L)，α為布氏系數(shù)(mol/L).

水-氣界面溫室氣體的擴(kuò)散通量(F)(μmol/(m2·h))采用雙層模型計(jì)算[8,19]，正值代表向空氣擴(kuò)散，負(fù)值為進(jìn)入上覆水，計(jì)算公式為：

F=k·ΔC=K(CW-CA)

(3)

式中，ΔC為水-氣界面溫室氣體濃度差值(μmol/L)；k為擴(kuò)散系數(shù)，計(jì)算公式為：k=1.91e0.35μ(Sc/600)-1/2，μ為現(xiàn)場(chǎng)10 m高處風(fēng)速(m/s)，Sc為施密特?cái)?shù)，為水的運(yùn)動(dòng)黏度(v)與氣體分子擴(kuò)散系數(shù)(D)之比. 風(fēng)速數(shù)據(jù)來源于東平縣氣象局觀測(cè)站，該觀測(cè)站位于稻屯洼濕地公園南邊界處(35°56′N，116°24′E)，距東平湖東岸僅為13 km，周圍為種植小麥等低矮作物的農(nóng)田，地勢(shì)開闊，沒有高大的植物及建筑物，與東平湖開闊的下墊面相似，基本能夠代表湖面的風(fēng)速狀況，風(fēng)速觀測(cè)高度為10 m.

孔隙水中氣體濃度根據(jù)泥水混合液中氣體濃度、曝氣超純水中氣體濃度空白值及表層沉積物含水量計(jì)算獲得，沉積物-水界面擴(kuò)散通量根據(jù)0～1 cm深度沉積物孔隙水和上覆水體中溫室氣體濃度差值，應(yīng)用Fick第一定律計(jì)算(公式(4))計(jì)算[19]，正值代表向上覆水?dāng)U散，負(fù)值代表進(jìn)入孔隙水.

FS-W=Ds·ΔC/ΔZ=Ds(CP-CW)/ΔZ

(4)

式中，F(xiàn)S-W是沉積物-水界面的氣體擴(kuò)散通量(μmol/(cm2·s))，Ds是氣體的有效擴(kuò)散系數(shù)(cm2/s)，ΔC是界面間氣體濃度差(μmol/cm2)；ΔZ是擴(kuò)散距離(cm)；CP是沉積物孔隙水中氣體濃度(μmol/cm2)；CW是上覆水中的氣體濃度(μmol/cm2). 其中擴(kuò)散系數(shù)Ds根據(jù)水體中氣體擴(kuò)散系數(shù)和沉積物孔隙度進(jìn)行校正，公式為：Ds=DW·φ2，DW是水體中的氣體擴(kuò)散系數(shù)(cm2/s)；φ是沉積物孔隙度.DW在環(huán)境溫度為 0～35℃范圍內(nèi)根據(jù)與溫度相關(guān)的經(jīng)驗(yàn)公式進(jìn)行計(jì)算. 擴(kuò)散通量單位最后均轉(zhuǎn)化為μmol/(m2·h).

數(shù)據(jù)的統(tǒng)計(jì)分析采用軟件Excel 2013和SPSS 18.5完成，各參數(shù)間相關(guān)性分析采用Pearson相關(guān)進(jìn)行分析檢驗(yàn)，圖形采用軟件Origin 2015繪制.

2 結(jié)果

2.1 東平湖菹草腐爛分解規(guī)律

圖3 菹草分解過程中干物質(zhì)殘留率動(dòng)態(tài)及其指數(shù)模擬Fig.3 Dynamic of dry mass remained in Potamogeton crispus during its decomposition

菹草腐爛分解過程整體上呈現(xiàn)初期(前23天)為快速衰減階段，隨后進(jìn)入慢速分解階段，衰減速率變緩(圖3). 菹草殘留的干物質(zhì)量在第30天有所上升，然后趨于穩(wěn)定，這可能與在慢速分解階段湖水中藻類、細(xì)菌和有機(jī)碎屑等吸附在菹草殘留物中使其質(zhì)量增加有關(guān)[4]. 二次指數(shù)模型對(duì)菹草殘留率的擬合度高(R2=0.991)，由該擬合方程可得(圖3)，菹草易分解組分占比為83.3%，分解速率k1為0.054 d-1，慢分解組分比例為16.7%，分解速率k2為0.022 d-1.

2.2 菹草腐爛分解過程中水體理化性質(zhì)的變化

圖4 菹草腐爛期間上覆水理化指標(biāo)的變化Fig.4 Changes of the physicochemical properties of surface water during the decomposition of Potamogeton crispus

圖5 菹草腐爛期間表層沉積物理化指標(biāo)的變化Fig.5 Changes of the physicochemical properties of surface sediment during the decomposition of Potamogeton crispus

2.3 上覆水中溫室氣體溶存濃度與水-氣界面擴(kuò)散通量的變化

菹草腐爛分解期間上覆水中溫室氣體的溶存濃度與擴(kuò)散通量的變化趨勢(shì)較為一致(圖6). N2O濃度和擴(kuò)散通量均呈現(xiàn)先降低后上升的變化趨勢(shì)；其中，上覆水N2O濃度在0～29.16 nmol/L之間，平均濃度為10.05 nmol/L，與夏季太湖水中濃度(11.18 nmol/L)[28]基本相當(dāng)，略低于鄱陽湖水體濃度(32.57±17.35 nmol/L)[29]，水-氣界面N2O擴(kuò)散通量在-0.39～1.24 μmol/(m2·h)之間，均值為0.15 μmol/(m2·h)，第8～14天快速分解期間為負(fù)值，表現(xiàn)為從大氣中吸收N2O，但值較低. CH4濃度和擴(kuò)散通量在菹草腐爛前期變化不顯著，但在后期均有顯著上升；其中，CH4濃度在0.23～2.23 μmol/L之間，均值為0.59 μmol/L，高于夏季太湖水中濃度(0.18 μmol/L)[28]，擴(kuò)散通量在10.71～123.29 μmol/(m2·h)之間，平均值為31.15 μmol/(m2·h)，均表現(xiàn)為擴(kuò)散進(jìn)入空氣. CO2濃度和擴(kuò)散通量隨著菹草腐爛分解持續(xù)升高，至第8天達(dá)到峰值后迅速降低，并于快速分解結(jié)束后趨于穩(wěn)定；CO2濃度在22.09～307.87 μmol/L之間，均值為134.21 μmol/L，高于夏季太湖水體中濃度(32.72 μmol/L)[28]，擴(kuò)散通量在469.2～13566.0 μmol/(m2·h)之間，均值為5862.9 μmol/(m2·h)，均表現(xiàn)為擴(kuò)散進(jìn)入空氣. 由此可見，菹草腐爛分解期間，上覆水中各溫室氣體的濃度和排放通量均表現(xiàn)為CO2> CH4> N2O，整體表現(xiàn)為大氣溫室氣體的“源”，并以碳排放為主，CO2和CH4的排放分別集中在腐爛的前期和后期.

圖6 菹草腐爛過程中上覆水中溫室氣體濃度及擴(kuò)散通量的變化Fig.6 Greenhouse gas concentrations in surface water and diffusion fluxes at water-air interface during the decomposition of Potamogeton crispus

2.4 沉積物孔隙水中溫室氣體溶存濃度及沉積物-水界面擴(kuò)散通量的變化

如圖7所示，表層沉積物孔隙水中溫室氣體的濃度與擴(kuò)散通量除CH4外，變化趨勢(shì)存在著一定的差異. 其中，N2O濃度在14.0～55.6 nmol/L之間，在快速和慢速分解階段分別出現(xiàn)極大值(22.7和55.6 nmol/L)，呈現(xiàn)先升高后降低再快速升高然后降低的變化趨勢(shì)，而沉積物-水界面N2O擴(kuò)散通量在-0.20～0.59 μmol/(m2·h)之間，呈前期緩慢增加后迅速降低的變化趨勢(shì)，且主要表現(xiàn)為向上覆水中擴(kuò)散. CH4濃度和擴(kuò)散通量分別在3.02～75.7 μmol/L和16.2～517.0 μmol/(m2·h)之間，兩者變化趨勢(shì)較為一致，表現(xiàn)為腐爛前期略有下降，從第8天開始上升，第37天后迅速升高，為初始值的6.0～10.0倍，且均表現(xiàn)為向上覆水中擴(kuò)散. CO2濃度在32.7～253.8 μmol/L之間，表現(xiàn)為波動(dòng)下降的變化趨勢(shì)；擴(kuò)散通量在-1234.5～1331.1 μmol/(m2·h)之間，在菹草腐爛開始后迅速降低，表現(xiàn)為向孔隙水中擴(kuò)散，直到腐爛后期(第20天)再次轉(zhuǎn)變?yōu)橄蛏细菜袛U(kuò)散.

圖7 菹草腐爛過程中表層沉積物孔隙水中溫室氣體濃度及沉積物-水界面通量的變化Fig.7 Greenhouse gas concentration in pore water and diffusion fluxes at sediment-water interface during the decomposition of Potamogeton crispus

2.5 環(huán)境因子、溫室氣體溶存濃度及各界面通量間的相關(guān)關(guān)系

在東平湖菹草腐爛期間，上覆水中N2O和CH4濃度及其水-氣界面通量與水溫均呈顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.05)，而CO2與水溫呈極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(P<0.01)；上覆水中N2O濃度與水體DO濃度呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系；上覆水中各溫室氣體濃度與其水-氣界面通量均呈極顯著正相關(guān)關(guān)系；N2O和CH4濃度及其水-氣界面通量間具有顯著正相關(guān)關(guān)系(表1). 沉積物孔隙水中僅CH4濃度和沉積物-水界面擴(kuò)散通量與水溫呈顯著正相關(guān)關(guān)系，且CH4濃度與沉積物-水界面擴(kuò)散通量呈極顯著正相關(guān)關(guān)系(表2).

表1 上覆水中溫室氣體濃度和水-氣界面通量與理化指標(biāo)間的Pearson相關(guān)系數(shù)

表2 孔隙水中溫室氣體濃度和沉積物-水界面通量與沉積物理化指標(biāo)間的Pearson相關(guān)系數(shù)

3 討論

3.1 菹草腐爛過程中溫室氣體的產(chǎn)生與擴(kuò)散

菹草腐爛分解會(huì)導(dǎo)致水體理化性質(zhì)發(fā)生變化，如pH的變化及還原環(huán)境的發(fā)展，并釋放出營養(yǎng)鹽等物質(zhì)[3]，同時(shí)也促進(jìn)異養(yǎng)微生物的生長[30]，加速碳氮轉(zhuǎn)化，使溫室氣體濃度發(fā)生變化，從而影響其源匯效應(yīng)[5, 31].

CH4和CO2分別是在厭氧和好氧下有機(jī)質(zhì)礦化的最終產(chǎn)物. 生物腐爛分解向水體中釋放的大量有機(jī)物質(zhì)在微生物作用下發(fā)生礦化，同時(shí)，沉降在沉積物表面的殘?bào)w也在微生物作用下分解，產(chǎn)生CO2和CH4[5,13]. 在生物體衰亡分解過程中，沉積物是CH4產(chǎn)生的主要場(chǎng)所[5]，沉積物產(chǎn)生的CH4并不是全部釋放到大氣中，部分在上覆水中向上遷移的過程中被多種作用損耗，如被O2氧化、厭氧氧化等[35]. 本研究中上覆水中CH4濃度和水-氣界面擴(kuò)散通量在菹草腐爛前期變化不明顯，后期迅速上升，這是由于菹草前期快速分解過程中釋放的易分解有機(jī)質(zhì)溶于上覆水中，DO濃度較高，不具備生成CH4的條件[8]，腐爛后期通量顯著增加是由于難降解有機(jī)物沉積到沉積物表面，既增加了沉積物的有機(jī)質(zhì)含量又形成厭氧環(huán)境，在溫度上升時(shí)微生物活性增加；由于在菹草腐爛過程中CH4沉積物-水界面通量均大于水-氣界面(圖6，圖7)，因此沉積物是CH4的主要來源，并且在上覆水的擴(kuò)散中存在著CH4的損耗. 上覆水中CO2濃度和水-氣界面擴(kuò)散通量在菹草衰亡前由于其光合作用均較低，菹草腐爛后快速分解過程中釋放的易分解有機(jī)質(zhì)好氧分解產(chǎn)生CO2[36]，使上覆水中濃度和水-氣界面通量快速上升，在第8天左右達(dá)到峰值，隨著其他水生植物的生長，光合作用增強(qiáng)，導(dǎo)致水中CO2溶存濃度降低并趨于穩(wěn)定；在淡水湖泊中沉積物孔隙水中CO2受氫營養(yǎng)性產(chǎn)CH4過程的影響而濃度降低[37]，使上覆水中CO2向沉積物中擴(kuò)散，而后期沉積的菹草殘留物分解使CO2再次擴(kuò)散進(jìn)入上覆水；在整個(gè)腐爛過程中CO2水-氣界面擴(kuò)散通量多大于沉積物-水界面通量，說明上覆水中有機(jī)碳礦化是CO2的主要來源之一[5].

3.2 環(huán)境因子對(duì)菹草腐爛期水體溫室氣體溶存濃度和界面通量的影響

溫室氣體的產(chǎn)生和擴(kuò)散多與上覆水和沉積物的理化性質(zhì)有關(guān)[5,8,35]，在本研究中，3種溫室氣體的產(chǎn)生和排放與水體大多數(shù)理化指標(biāo)不存在顯著相關(guān)關(guān)系，可能是菹草腐爛分解過程中物質(zhì)的釋放干擾導(dǎo)致的.

上覆水中N2O濃度和水-氣界面通量與水溫均呈顯著正相關(guān)關(guān)系，水溫可通過影響菹草分解速率使水體營養(yǎng)鹽濃度升高和DO濃度降低，從而影響硝化、反硝化作用，進(jìn)而影響N2O的產(chǎn)生；還可通過影響微生物活性和氣體溶解度，間接影響水中N2O濃度[38]. N2O濃度與DO濃度呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系，這是由于隨菹草腐爛分解，導(dǎo)致殘?bào)w周圍水中DO濃度降低，有利于沉積物反硝化作用發(fā)展，導(dǎo)致N2O濃度增加，與其他研究一致[39]. 沉積物-水界面通量與孔隙水中N2O濃度呈非顯著性正相關(guān)關(guān)系(表2，R=0.731)，說明孔隙水中N2O濃度是控制其界面擴(kuò)散的主要因素之一.

上覆水中CH4濃度與水溫呈顯著正相關(guān)關(guān)系，溫度上升會(huì)直接促進(jìn)甲烷產(chǎn)生菌活性[40]；另一方面溫度上升也會(huì)加快菹草腐爛速率，導(dǎo)致水體中DO濃度降低，厭氧條件也會(huì)促進(jìn)甲烷產(chǎn)生菌活性增強(qiáng)，從而導(dǎo)致濃度增加，同時(shí)使在水體中CH4濃度與DO濃度變化多表現(xiàn)出顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系[41]，但在本研究中水體CH4濃度與DO濃度呈非顯著正相關(guān)關(guān)系，相關(guān)性較低(表1，R=0.271)，這可能與菹草腐爛分解和物質(zhì)釋放干擾有關(guān). 在碳、氮污染較為嚴(yán)重的水體中，N2O和CH4的溶存濃度呈正相關(guān)關(guān)系[42]，本研究中兩者濃度及其水-氣界面擴(kuò)散通量均呈顯著正相關(guān)關(guān)系(表1)，可能與菹草腐爛過程中大量碳氮元素的釋放促進(jìn)了反硝化作用和產(chǎn)甲烷作用的發(fā)展有關(guān)，說明N2O和CH4可能具有同源性，均來源于菹草分解釋放元素的轉(zhuǎn)化；同時(shí)CH4與 N2O濃度及通量均與水溫呈顯著正相關(guān)關(guān)系(表1)，說明水溫也是影響二者產(chǎn)生和擴(kuò)散的共同因子.

湖水中CO2濃度僅與水溫呈極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(表1). 在菹草腐爛過程中，湖水中DO濃度相對(duì)較高，有機(jī)質(zhì)分解釋放大量CO2[43]，導(dǎo)致水中CO2濃度上升；水溫上升降低了CO2在水中的溶解度，同時(shí)菹草殘留物沉積在沉積物表面腐爛分解過程中會(huì)利用CO2產(chǎn)生CH4[44]，這些都會(huì)導(dǎo)致水中 CO2濃度降低[8]，從而使CO2濃度與水溫呈負(fù)相關(guān)關(guān)系. 孔隙水中CO2濃度與沉積物-水界面擴(kuò)散通量呈正相關(guān)關(guān)系但不顯著(表2，R=0.387)，主要是由于沉積物-水界面擴(kuò)散通量取決于其界面間兩介質(zhì)中的濃度梯度，孔隙水與上覆水中CO2濃度的變化規(guī)律不一致導(dǎo)致濃度梯度的變化，因此導(dǎo)致孔隙水中濃度與沉積物-水界面擴(kuò)散通量間相關(guān)關(guān)系不顯著；而上覆水中CO2濃度與水-氣界面擴(kuò)散通量呈顯著正相關(guān)關(guān)系(表1)，說明水體向空氣中擴(kuò)散的CO2既來源于上覆水中有機(jī)物礦化也來源于沉積物中有機(jī)物的礦化作用[44-45]，但在菹草腐爛分解的過程中以上覆水中有機(jī)物的礦化作用為主.

4 結(jié)論

2)菹草腐爛過程中，各溫室氣體的濃度和水-氣界面擴(kuò)散通量均表現(xiàn)為CO2> CH4> N2O，整體表現(xiàn)為大氣溫室氣體的“源”，并以碳排放為主，CO2和CH4的排放分別集中于腐爛的前期和后期；沉積物-水界面N2O 和 CH4擴(kuò)散通量均表現(xiàn)為向上覆水中擴(kuò)散；CO2在腐爛初期表現(xiàn)為向孔隙水中擴(kuò)散，后期則相反.

3)水溫是影響菹草腐爛過程中水體溫室氣體濃度及其水-氣界面通量的主要因子；孔隙水中N2O和CH4濃度是控制其沉積物-水界面擴(kuò)散通量的重要因素；上覆水中CO2具有多源性，但以上覆水中有機(jī)物的礦化為主，而CH4則主要來自于沉積物中有機(jī)物的礦化.