2026, Vol. 58
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 350117;
3. 福建闽江河口湿地生态系统国家定位观测研究站(国家林业和草原局), 福州 350117
河口湿地位于陆地与海洋之间的过渡地带，同时受陆地和海洋作用的影响，是一个对外界压力反应敏感的脆弱地带[1]。河口湿地作为全球湿地的重要类型之一，因其独特的水文条件，以及较高的初级生产力，具有重要的碳汇功能[2]。工业革命之前，全球CO2平均含量约为280 μmol/mol，自工业革命以来，大气中CO2浓度不断升高。世界气象组织报道，2023年全球平均CO2含量已达到420 μmol/mol[3]，约为工业革命前的1.5倍。CO2作为最重要的温室气体之一，其含量的增加势必会引起全球变暖。由全球变暖引起的海平面上升，加剧了河口湿地风暴潮和极端潮汐事件发生的强度和频率，导致盐度较高的海水溯流而上，改变河口湿地土壤的水盐平衡[4-5]，转而影响河口湿地CO2排放[6-7]。有研究表明，在滨海河口湿地中，淡水沼泽湿地土壤CO2排放量最高，其次是半咸水湿地，盐沼湿地土壤CO2的排放量最低；土壤CO2排放总体上呈随盐度升高而降低的趋势[8]。李雪等[9]的研究也表明，盐分含量升高能显著抑制CO2排放。然而，Wang等[10]研究表明，10‰~15‰的盐度可能是影响河口湿地CO2排放的一个重要阈值，中等盐度梯度(5‰~7‰)能够促进CO2排放，盐度高于15‰则抑制CO2排放。黄庄等[11]通过室内模拟试验也发现，盐度增加(0~8‰)促进了土壤CO2排放。可见，盐度对湿地CO2排放的影响是复杂多变的。
铁(Fe)是地壳中含量第四的化学元素。在自然界中，Fe(Ⅲ) 通常以赤铁矿、针铁矿等稳定氧化物的形式存在[12]。Fe是湿地生态系统中典型的氧化还原敏感元素，其独特的赋存形态会影响湿地生态系统中温室气体的产生与排放过程[13]。河口湿地干湿交替频繁，Fe的赋存形态也因此发生变化，进而影响铁氧化物对土壤有机碳固存的作用[14]。研究表明，湿地土壤中三价铁(Fe(Ⅲ))还原过程通过抑制产甲烷菌来改变电子转移路径，进而促进CO2的产生[15-16]。Yao等[17]研究结果显示，含铁斑(Fe2O3)的稻田土壤CO2排放量高于不含铁斑的土壤。也有研究者认为，短期添加Fe(Ⅲ) 并不会使河口潮汐湿地土壤的CO2排放量发生变化[18]。目前，国内外已有较多学者研究了盐水或Fe(Ⅲ) 单独输入对河口湿地生态系统CO2排放的影响，但关于盐水和Fe(Ⅲ) 双因素耦合输入对湿地生态系统CO2排放的影响研究仍然较少。探明盐水耦合Fe(Ⅲ) 输入与河口湿地生态系统CO2排放之间的关系，可为科学预测气候变化背景下河口湿地碳汇功能的演变趋势提供科学参考。
闽江河口湿地是我国东南沿海重要的河口湿地之一，台风风暴潮频发[19]。受亚热带海洋性季风气候影响，区域内土壤风化强烈，地表铁铝富集[20]。此外，闽江所携带的物质流和能量流在入海之前，必须经过闽江河口湿地这一关键区域，故而闽江河口湿地容易截获闽江流域上中游输送的大量Fe(Ⅲ)[21]。由于受海洋和河流径流的双重影响，闽江河口湿地盐水和Fe(Ⅲ) 耦合输入现象极为典型。本研究以闽江河口道庆州短叶茳芏(Cyperus malaccensis)淡水湿地为研究对象，采用中宇宙模拟试验，在植物生长季内通过模拟试验和室内分析相结合，研究盐水耦合Fe(Ⅲ) 输入下，河口湿地生态系统CO2排放的特征及其影响因素，以明晰盐水耦合Fe(Ⅲ) 输入与河口湿地CO2排放之间的关系，以期科学预测全球变化背景下河口湿地CO2排放特征，为提高河口湿地“蓝碳”功能提供理论参考。
1 材料与方法 1.1 研究区与采样点闽江河口湿地位于福建省福州市长乐区(25°57′ 48″N~25°57′49″N, 119°24'22″E~119°24′25″E)，是我国东南沿海典型的天然河口湿地之一。该区域属于亚热带海洋性季风气候区，日照时数1 829.2 h，年平均气温为19.6 ℃，年均降水量为1 346 mm，降水主要集中在3—9月[18]，潮汐属于标准半日潮。由于闽江河口呈喇叭形，且大部分时间吹“向岸风”，在台风期河口沿岸风暴潮频发，海水上溯严重[22]。本研究采样点位于闽江口感潮区道庆洲短叶茳芏淡水湿地，区域内优势植物为土著植物短叶茳芏，其生长旺盛期为6—9月，采样点选择道庆洲内植被长势均匀的地段。
1.2 样品采集待短叶茳芏长出幼苗时，选取长势均匀的短叶茳芏幼苗，以整簇植株为中心，用铁锹从根部附近连根带土挖出数株整簇植株，将采集好的植物样品放入便携式收集箱。同时，在采样点附近的斑块状光滩内采集1 m3的土壤，深度为30 cm，并在采样点空地将土壤混合均匀以消除土壤空间异质性。此外，每两周在采样点邻近的潮沟中采集适量潮水，水样过2 mm的滤膜过滤掉水中的漂浮物。采集的植物、土壤和水样运回实验室，用于中宇宙模拟试验。所有样品采集均在接近低潮时进行。
1.3 试验设计将野外采回的土壤充分混合均匀，分为12等份，每份土样随机放入不透明PVC材质的培养箱内(长×宽×高=35 cm×35 cm×40 cm，培养箱嵌在顶部带槽的不锈钢铁架上)，培养箱内土壤深度为30 cm(因为研究区内短叶茳芏的根系主要集中在0~30 cm土层中)，在土样放进培养箱之前先在培养箱底部铺垫一层100目的网筛，防止后续试验排水时土壤流失[22]。根据采样点原位的植物平均生长密度，在每个培养箱中移栽50株短叶茳芏幼苗。为稳定植株生长，在短叶茳芏幼苗移栽进培养箱后用采集的潮水预培养一段时间，待植株生长稳定后开始为期4个月的中宇宙模拟试验(6—9月，短叶茳芏生长旺盛期)。模拟试验期间，将12个培养箱随机分为4种处理：①对照处理(CK)，添加采样点附近采集的潮水；②盐水处理(S)，添加盐度为10‰的“人造海水”(由于受台风或风暴潮影响后闽江河口道庆州湿地地表水的盐度接近10‰，且10‰的盐度是湿地生物地球化学过程的关键“临界点”[10, 23])，“人造海水”用热带海水珊瑚礁盐(CNSIC海洋生物技术有限公司，天津，中国)与采集的潮水配置而成；③三价铁处理(Fe)，添加水铁矿[24]，本研究区原位土壤Fe(Ⅲ)的背景值约为4.7 g/kg，试验中Fe(Ⅲ) 的总施加量为原位土壤Fe(Ⅲ) 平均含量的3倍，分6次完成添加；④盐水和三价铁混合添加处理(S+Fe)，即“人造海水”和水铁矿的混合添加；每种处理3个重复。依据闽江河口风暴潮等引起的盐水入侵频率，每半个月分别将盐水和Fe(Ⅲ)等处理溶液添加至相应培养箱，其余时间每2~3 d用采集的潮水添加到各培养箱，模拟潮汐涨落1次，所有处理溶液或潮水的水淹高度均为10 cm，水淹4 h模拟涨潮，排空期为20 h模拟落潮[22]。
1.4 模拟试验样品采集与测定 1.4.1 气体采集与测定每隔半个月测定一次CO2的排放通量，采气时间统一设定在培养箱内上覆水排干后[25]，即模拟盐水耦合Fe(Ⅲ) 输入试验第二天下午14:30左右。为保证气密性，培养箱顶部设置有凹槽，在采集气体时向凹槽中注水。进行采气时，需先用顶盖罩住顶箱(顶盖上有两个预先钻好的小孔，一个安装上橡胶气垫用于采样，另一小孔则用于测量温度)，再使用60 mL三通阀注射器抽取20 mL气体并将其注入真空袋，气体样品间隔20 min采集一次，共采集3次[11]。气体样品中的CO2浓度运用气相色谱分析仪(岛津GC-2014，日本)测定，分析仪的CO2检测器为氢离子火焰化检测器(Flame ionization detector，FID)。将3次采集的气体浓度与时间间隔构建线性回归模型，以此计算单个气体排放通量参数[11]。所有样品决定系数均在R2 > 0.90时才为有效[26]。CO2排放通量计算公式如下[27]：
| $ F = \frac{M}{V} \cdot \frac{{{\text{d}}c}}{{{\text{d}}t}} \cdot H\left( {\frac{{273}}{{273 + T}}} \right) $ | (1) |
式中：F表示CO2排放通量(mg/(m2·h))；M表示CO2的摩尔质量(g/mol)；V表示标准状态下气体摩尔体积(22.4 L/mol)；dc/dt表示培养箱内气体浓度单位时间的变化率(μL/(L·h))；H表示箱高(m)；T表示采样时箱内温度(℃)。
1.4.2 温度敏感性计算CO2排放通量通常随温度变化而变化，二者响应强度可用温度敏感性(Q10)表示[28-29]：
| $ F=a \mathrm{e}^{b \mathrm{t}} $ | (2) |
式中：F表示CO2排放通量(mg/(m2·h))；a表示温度为0 ℃时CO2的排放通量(mg/(m2·h))；b表示温度反应系数；t表示土温或气温(℃)。
当CO2排放通量与土温或气温呈现显著指数相关关系时，CO2排放通量对温度的变化敏感性(Q10)用以下公式计算[30]：
| $ Q_{10}=\mathrm{e}^{10 b} $ | (3) |
每次模拟试验结束后，待培养箱内上覆水排干，用便携式电导盐分计(Spectrum Technologies Inc，美国)测定培养箱内土壤电导率(EC)、土壤温度，用卷尺测量植物株高。模拟试验完全结束后，对12个培养箱内的土壤进行破坏性取样，用土钻在每个培养箱中采集0~10 cm土层土样，用于测定土壤中的Fe3+、Fe2+以及总Fe(Fet)含量。Fe2+和Fet含量用邻菲罗啉比色法–紫外分光光度计测定，用稀盐酸消煮加100 g/L的盐酸羟胺作为还原剂；Fe3+=Fet–Fe2+。
1.4.4 土壤酶活性测定在培养试验结束后，从培养箱中采集0~10 cm表层土壤，参照Sinsabaugh等[31]的方法测定土壤β葡萄糖苷酶(βG)、纤维素水解酶(CBH)、β-N-乙酰氨基葡萄糖苷酶(NAG)、酸性磷酸酶(AP)的活性。将1 g鲜土加入125 mL 50 mmol/L的醋酸盐缓冲液中(pH=5.0)，用磁力搅拌器持续搅拌均匀，将均一化的样品溶液转至样品槽，待沉淀后用移液器取200 µL上清液至96孔微孔板中，每个样品设置16个重复(200 µL样品溶液+ 50 µL 200 µmol/L底物溶液)。每次检测均设立以下对照组进行校正与检验：阴性对照(200 µL缓冲溶液+ 50 µL底物溶液，8个重复)、空白对照(200 µL样品溶液+ 50 µL缓冲溶液，8个重复)和淬火标准(200 µL样品溶液+ 50 µL标准溶液，8个重复)，并设立不加底物溶液(200 µL醋酸缓冲液+ 50 µL标准溶液)的对照组作为校正标准；其中标准溶液为10 μmol/L 4-甲基伞形酮(MUB)。将微孔板置于20 ℃恒温避光箱内孵育4 h，再向每个微孔板中加入10 µL 1.0 mol/L NaOH使反应停止，最后使用Synergy H4多功能酶标仪(BioTek，Hybrid Technology，美国)测定荧光度，酶活性以每小时每克干土产生底物的摩尔数(nmol/(h·g))计算。
1.5 数据分析与图形绘制使用Excel 2019软件计算数据平均值和标准差，数据统计分析使用SPSS 27.0统计软件完成。在进行统计分析前需先检验所有数据是否符合正态分布和方差齐性，若检验未通过，将所有原始数据进行对数转换，直到符合条件再进行方差分析。采用单因子方差分析(one-way ANOVA)检验处理间差异显著性，通过Pearson相关分析检验CO2排放与环境因子及土壤酶活性之间的相关性，统计分析以P < 0.05为显著水平。使用Origin 2024b软件作图。
2 结果与分析 2.1 盐水耦合Fe(Ⅲ) 输入对环境因子的影响如图 1所示，模拟试验S处理以及S+Fe处理的电导率显著高于CK处理和Fe处理(P < 0.05)，其中，S和S+Fe处理的电导率平均值分别为2.38 mS/cm和2.15 mS/cm，CK和Fe处理的电导率平均值分别为0.24 mS/cm和0.32 mS/cm。而各处理间土壤温度和植株株高无显著差异。从整个模拟试验时间来看，S处理和S+Fe处理的土壤电导率在模拟试验期间波动上升，而CK处理和Fe处理土壤电导率较稳定；各处理的植株株高在模拟试验期间明显增加，到8月下旬后趋于稳定。
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(图中小写字母不同表示处理间差异显著(P < 0.05)，下同) 图 1 盐水耦合Fe(Ⅲ) 输入对环境因子的影响 Fig. 1 Effects of saltwater coupled with Fe(Ⅲ) input on environmental factors |
由图 2可知，Fe处理和S+Fe处理的Fe2+和Fet含量以及S+Fe处理的Fe3+含量均显著高于CK和S处理(P < 0.05)，且Fe处理的Fe2+含量显著高于S+Fe处理(P < 0.05)。各处理下Fe3+/Fe2+的比值差异不显著(P > 0.05)，但Fe处理下Fe3+/Fe2+的比值总体上小于其他处理。
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图 2 盐水耦合Fe(Ⅲ) 输入对土壤中铁离子含量及比值的影响 Fig. 2 Effects of saltwater coupled with Fe (Ⅲ) input on contents and ratio of iron ions in soil |
由图 3可知，土壤βG和CBH活性较低，NAG和AP活性较高。其中，S处理、Fe处理和S+Fe处理的βG活性显著低于CK处理(P < 0.05)，较CK处理分别降低了42.9%、73.2% 和47.8%。CBH活性在各处理间均无显著差异。与CK处理相比，Fe处理AP活性和NAG活性显著降低，而S+Fe处理的AP活性及S处理的NAG活性显著提高(P < 0.05)。
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图 3 盐水耦合Fe(Ⅲ) 输入对土壤酶活性的影响 Fig. 3 Effects of saltwater coupled with Fe(Ⅲ) input on soil enzyme activity |
由图 4可知，与CK处理(361.27 mg/(m2·h))相比，S处理、Fe处理和S+Fe处理下湿地生态系统CO2排放通量均显著提高(P < 0.05)，增幅分别为56.3%、51.8% 和62.0%，但S处理、Fe处理和S+Fe处理间CO2排放通量差异不显著。整个模拟试验期间CO2的排放峰值出现在6月，排放通量最大值为828.82 mg/(m2·h)。
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图 4 盐水耦合Fe(Ⅲ) 输入对湿地生态系统CO2排放通量的影响 Fig. 4 Effects of saltwater coupled with Fe(Ⅲ) input on emission fluxes of CO2 in wetland ecosystems |
由图 5可知，无论对土温还是气温，CO2排放通量的Q10最大值均出现在CK处理，其中土温温度敏感系数(QS10)为3.17，气温温度敏感系数(QA10)为3.41。S处理、Fe处理、S+Fe处理的QS10和QA10均显著低于CK处理(P < 0.05)，其中，QS10分别降低了49%、51.1% 和66.1%，QA10则分别降低了64.8%、71.3% 和84.8%。
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图 5 盐水耦合Fe(Ⅲ) 输入对土温和气温的CO2温度敏感性的影响 Fig. 5 Effects of saltwater coupled with Fe(Ⅲ) input on temperature sensitivity of CO2 for soil and air temperatures |
对河口湿地生态系统CO2排放通量与环境因子及土壤酶活性进行Pearson相关分析发现(图 6)，CO2排放通量与土壤βG活性、CBH活性和土壤温度均呈显著负相关关系(P < 0.05)，与土壤EC呈显著正相关(P < 0.05)。土壤βG活性和CBH活性均与土温呈显著正相关(P < 0.05)，且土壤βG活性与Fe2+和Fet含量均呈显著负相关(P < 0.05)。土壤NAG活性与EC和Fe3+/ Fe2+比值呈显著正相关(P < 0.05)，与Fe2+含量(P < 0.01) 和Fet含量(P < 0.05)呈显著负相关。土壤AP活性与土壤EC呈显著正相关(P < 0.01)。
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(TW：土壤温度；ZG：植株株高；图中红色椭圆表示正相关，蓝色椭圆表示负相关；*、**分别表示相关性达P < 0.05和P < 0.01显著水平) 图 6 盐水耦合Fe(Ⅲ) 输入背景下CO2排放通量与环境因子及土壤酶活性的相关性 Fig. 6 Correlation coefficients between CO2 emission flux with environmental factors and soil enzyme activities under saltwater coupled with Fe(Ⅲ) input |
台风和风暴潮引起的盐水入侵增加了河口湿地生态系统的盐度，而盐度作为影响河口湿地生物地球化学循环的一个重要环境因子，会引起河口湿地植物群落组成、生产力、土壤微生物活性与基质丰度等发生变化，进而显著影响该生态系统的碳排放和累积过程，导致CO2的产生和排放发生改变[25, 32]。本研究通过中宇宙模拟试验发现，与对照处理相比，盐水输入显著促进了闽江河口短叶茳芏淡水湿地生态系统的CO2排放(增加约56%)，这与国内外一些学者研究结果较为一致[22, 25]。有研究表明，盐度在0.5‰~10‰时能够促进CO2产生与排放[33]。Wang等[34]发现当淡水沼泽湿地盐度提升至6‰~9‰时，CO2排放量增加了50%~80%；黄庄等[11]通过室内模拟试验研究发现，盐度增加(0~8‰)促进了土壤CO2排放；Wang等[22]通过中型生态系统模拟盐水输入发现，盐度增加至10‰时，潮汐淡水湿地CO2排放量增加了29%。CO2的产生与排放是土壤有机质矿化的终端产物[35]。盐水输入能够促进CO2排放的原因可能是施加的盐水中富含SO42–，盐水添加后土壤表层SO42–的浓度增加，加快了硫酸盐的异化还原反应速率[35]，促进了土壤中有机碳的厌氧矿化，从而增加了CO2的排放量[25, 36]。然而，由于研究方法和研究区域的差异，CO2排放对盐度的响应特征也不同。如上所述，大量研究发现，盐度≤10‰的环境能够促进CO2排放[11, 22, 33-34]，而盐度 > 10‰的环境则抑制CO2排放[8-9, 37]。如Chen等[37]在滨海红树林湿地的研究发现，当盐度从3‰增加至12‰时，CO2排放通量降低了约42.6%。但也有研究发现，当盐度 > 10‰时，对CO2排放表现为促进或无显著影响[18, 33]。如Chambers等[38]对佛罗里达沿海沼泽红树林泥炭土的模拟试验研究发现，当环境盐度从15‰~20‰增加到30‰~35‰时，CO2排放通量增加了17%~21%；而Tong等[18]通过野外原位试验模拟盐水入侵发现，添加15‰盐度的盐水并未显著改变CO2的排放。
Fe元素是湿地生态系统中典型的氧化还原敏感元素，它能够影响湿地生态系统C元素的迁移和转化[12]。本研究发现，Fe(Ⅲ) 输入会促进CO2排放，这与Chidthaisong等[15]的研究结果基本一致。Fe(Ⅲ) 作为湿地中重要的电子受体，其异化还原过程是湿地土壤有机质厌氧矿化的主要途径之一[39-40]。在河口湿地中，当Fe(Ⅲ) 输入后，土壤中Fe3+含量的增加促进了铁异化还原，使湿地土壤中有机质厌氧矿化速率加快，从而增加了排放到大气中的CO2。Fe3+/Fe2+比值的变化可以作为土壤氧化还原条件的重要表征，会随着湿地水文条件的变化及原生环境的影响而发生变化[41]。本研究发现，Fe(Ⅲ) 输入后，湿地土壤中Fe3+/Fe2+比值较其他处理呈降低趋势，这也进一步证明了Fe(Ⅲ) 输入后土壤中Fe的异化还原反应增强，进而促进CO2排放。此外，本研究还发现与添加盐水组相比，Fe(Ⅲ) 输入对湿地土壤CO2排放的影响较小。这与以往研究认为的从热力学角度来看，Fe(Ⅲ) 对电子供体的竞争力强于SO42– [42]，Fe(Ⅲ) 异化还原过程比硫酸盐还原过程更具优势这一观点不符。原因可能是本试验研究区位于亚热带海洋性季风气候区，受气候影响，区域内母岩风化强烈，矿物质分解彻底，地表铁铝氧化物相对富集[20]，并且闽江河口湿地能够截获闽江流域上中游输送的大量铁氧化物[21]。因此，闽江河口淡水潮汐湿地对外源Fe含量变化的响应不敏感，导致Fe(Ⅲ) 输入对淡水潮汐湿地CO2排放的影响小于盐水输入。也可能是由于潮汐淡水湿地长期被水淹没，Fe(Ⅲ) 在此环境中水解生成的羟基铁离子(如Fe(OH)2+和Fe(OH)+等)经过聚合作用形成晶质铁氧化物[43]，能够在土壤表面形成一层“铁膜”，土壤表层附着的微生物被覆盖，降低了微生物活性[44]，进而影响Fe(Ⅲ) 异化还原进程，导致添加Fe(Ⅲ) 后CO2的排放量要小于添加盐水的排放量。本研究也发现，Fe(Ⅲ) 输入显著抑制土壤βG、NAG和AP活性，从酶活性的角度进一步验证了这一猜想。
在亚热带河口湿地中，铁氧化物和盐水耦合现象极为典型，河口湿地中铁异化还原和硫酸盐异化还原过程也常耦合进行。本研究发现，盐水耦合Fe(Ⅲ) 输入能够显著促进河口湿地生态系统的CO2排放，但与盐水或Fe(Ⅲ) 单因素输入相比，双因素耦合输入的促进作用差异不显著。究其原因可能是盐水和Fe(Ⅲ) 耦合输入后，根据热力学原理，Fe(Ⅲ) 对电子供体的竞争能力强于SO42–，所以两者共存条件下Fe(Ⅲ) 能够优先竞争到更多电子供体，从而可能抑制硫酸盐还原过程[39, 42]。然而，有研究表明，随着SO42–浓度的增加，可溶性SO42–可能会比固相Fe(Ⅲ) 更易被微生物利用[45]，因而在河口湿地中硫酸盐异化还原比铁异化还原更具优势。Luo等[46]研究发现，河口湿地从淡水到寡盐性盐水，硫酸盐异化还原对有机碳厌氧矿化的贡献率从16% 增加到67%，而铁异化还原的贡献率则从52% 降低到22%，这项研究表明在亚热带河口潮汐淡水湿地，盐水入侵后湿地土壤有机碳厌氧矿化的主要途径从Fe(Ⅲ) 异化还原向硫酸盐还原转变[46]。所以，本研究中盐水耦合Fe(Ⅲ) 输入后，较高浓度的SO42–刺激硫酸盐异化还原反应，并且随着时间推移让硫酸盐异化还原代替Fe(Ⅲ) 异化还原成为主导湿地厌氧矿化的主要途径[46]，从而使双因素共同输入情境下厌氧矿化产生的CO2排放并未显著高于单因素输入的排放。此外，硫酸盐还原的产物HS–会与Fe(Ⅲ) 发生反应生成铁硫化物沉淀，使土壤中Fe(Ⅲ) 含量消减[14, 47]，因而也削弱了双因素中Fe(Ⅲ) 对CO2排放的促进作用。同时，河口湿地干湿交替频繁，提供了良好的氧化还原条件，能够促进Fe和S的再循环[48]。所以，盐水和Fe(Ⅲ) 共同输入情境下Fe(Ⅲ) 和SO42–不断发生相互作用，反而降低了Fe(Ⅲ) 和SO42–在有机碳矿化反应过程中的有效性[48]，最终导致双因素耦合输入情境下，河口湿地CO2排放通量并没有显著高于盐水或Fe(Ⅲ) 单独输入的排放通量。这说明双因素之间存在相互作用，其对河口湿地生态系统CO2排放的影响并非单因素输入的简单叠加。
3.2 盐水耦合Fe(Ⅲ) 输入对湿地生态系统CO2排放温度敏感性的影响本研究中3种添加处理(S、Fe和S+Fe)的QS10值和QA10值均显著低于CK处理，这可能是因为本模拟试验的时间为6—9月，土壤温度偏高(大多在30 ℃以上)，与CK处理添加周围潮水相比，添加盐水和Fe(Ⅲ) 可能导致土壤中离子强度增加，加剧了高温条件下的水分胁迫，从而抑制了土壤微生物和酶活性[30, 49]。并且盐度升高通过改变土壤的物理、化学性质，能够影响土壤氧气有效性[50]，进一步加剧了环境压力，进而降低了CO2排放过程对温度的依赖性。本研究也发现，盐水输入、Fe(Ⅲ) 输入以及盐水耦合Fe(Ⅲ) 输入都显著抑制土壤βG活性，从酶活性角度验证了这一猜想。与此同时，本研究还发现，CO2排放和土壤温度呈现显著负相关关系。有研究表明，温度对湿地CO2排放的影响并非总是线性增加的，而是存在阈值效应和反馈机制，当土壤温度太高时，湿地土壤水分会减少，因而抑制土壤微生物活动，在一定程度上能限制CO2的排放[51-52]。这也进一步证实了高温条件下的环境胁迫，会降低CO2排放过程对温度的敏感性。
4 结论1) 与对照处理相比，盐水输入、Fe(Ⅲ) 输入以及盐水耦合Fe(Ⅲ) 输入对河口湿地生态系统CO2的排放通量均具有显著促进作用，但3个外源输入处理间差异不显著，表明双因素之间存在相互作用，其对河口湿地生态系统CO2排放的影响并非单因素输入的简单叠加。
2) 与对照处理相比，盐水输入、Fe(Ⅲ) 输入以及盐水耦合Fe(Ⅲ) 输入显著降低了河口湿地CO2排放的温度敏感性。
3) 河口湿地生态系统的CO2排放通量与土壤EC呈显著正相关，与土壤βG活性、CBH活性及土壤温度均呈显著负相关。
致谢: 本研究野外采样、试验设计和室内分析过程中得到了福建师范大学地理科学学院、碳中和未来技术学院王维奇老师的指导和支持，以及许宏达、葛茂泉等同学的帮助，在此一并表示感谢。
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