长江河口盐沼湿地酸挥发性硫化物的时空分布特征及影响因素

王永杰, 郑祥民*, 周立旻, 翟立群, 钱 鹏, , 吴永红,

(1. 华东师范大学 资源与环境科学学院 地理系, 上海 200062; 2. 南通大学 地理科学学院, 江苏 南通 226019;3. 闽江学院 地理科学系, 福建 福州 350108)

0 引 言

沉积物厌氧环境中, 在微生物作用下, 有机质的降解过程伴随着硫酸盐异化还原作用造成硫化物大量积累[1-2]。酸挥发性硫化物(acid volatile sulfide, AVS)是硫酸盐异化还原产物之一, 通常指沉积物中的硫化物与1 mol/L或6 mol/L盐酸反应, 以H2S形式释放出来的还原性无机硫, 可以理解为沉积物中可被重复氧化还原的硫化物的总称, 其含量大约占总还原无机硫含量的 10%[3], 虽然其比例甚微, 但在控制孔隙水重金属浓度与重金属生物可给性方面扮演着重要的角色[4-5], 因而AVS成为评价沉积物重金属生物毒性的一个重要参数。硫酸盐异化还原过程同样会影响碳(C)、氮(N)、铁(Fe)、锰(Mn)、砷(As)等氧化还原敏感元素的循环[6], 所以对硫酸盐异化还原过程的研究也有助于了解C、N、Fe、Mn、As等的循环。

我国海岸线曲折漫长, 杭州湾以北分布有广阔的泥质海岸, 也称之为潮滩。潮滩环境受周期性潮水淹没及植被生长的季节变化(特别是中低潮滩),使得表层沉积物的氧化还原环境不断发生变化。具体而言, 周期性潮水作用影响着沉积物的通气(富氧)状况, 植被的生长对有机质的降解及微生物的活动等有重要影响, 这些因素的变化必然会对沉积物中硫酸盐异化还原过程产生一定的影响, 进而影响其中AVS含量的时空变化。有关长江河口盐沼湿地(潮滩)沉积物中AVS含量的时空变化特征及其与环境因子的关系的研究报道不多[7-9]。再者, 近几十年来,外来物种互花米草(Spartina alterniflora)的迅速蔓延,使得其已经成为长江河口潮滩主要植被之一。有研究表明, 互花米草对潮滩湿地生态系统物质循环产生了一定的影响。例如: 互花米草能够促进C、N及S在沉积物中的储存[10-12], 其对沉积物中的硫酸盐还原细菌也产生了一定的影响[13], 因此, 互花米草对沉积物中AVS含量时空变化的影响值得探讨。本文拟以长江河口典型潮滩湿地崇明东滩植被根际柱状沉积物(0～33 cm)为研究对象, 探讨长江河口潮滩不同植被根际沉积物中AVS含量的时空变化特征与环境因子的关系, 及其变化对潮滩生态系统的潜在环境影响, 以期为我国淤泥质海岸湿地生态系统保育、维护及修复提供科学依据。

1 崇明东滩湿地概况

崇明岛位于长江河口, 岛上发育有较大面积的典型潮间带。崇明东滩位于崇明岛东端, 是长江河口地区发育最完善、最大的河口型潮汐滩涂湿地,占地面积48 km2, 最大长度约10 km[14], 其自陆向海依次划分为: 高潮滩、中潮滩和低潮滩。高潮滩茂盛发育芦苇(Phragmites australis), 中潮滩生长着互花米草(Spartina alterniflora)或海三棱藨草(Scirpus mariqueter), 低潮滩无植被生长(图1)。自20世纪 90年代末互花米草引种东滩以来, 互花米草不断地迅速蔓延, 截至 2005年, 互花米草覆盖面积已达到总植被覆盖面积的49.4%[15]。东滩潮汐作用十分明显, 中、低潮滩受非正规半日潮潮水淹没, 高潮滩在大潮时受潮水淹没。受潮水作用, 滩面上潮沟广布, 局部洼地有长期渍水现象。周期性的潮汐过程使得潮滩经历周期性的相对的干湿交替变化过程。另一方面, 受长江流域雨季变化的影响, 长江河口入海流量的年内及年际变化比较大,尤其是年内入海流量分配有着明显的洪水季节及枯水季节的变化, 这些变化会直接影响东滩湿地高中潮滩出现明显的干季(11月～5月)和湿季(6月～10月)的变化。

2 样品采集与分析

2.1 样品采集

分别于2009年4月、10月和12月及2010年8月, 在崇明东滩典型高潮滩、中潮滩和中潮滩前缘典型植被带(图 1)采集植物根际沉积物柱样, 其中,A线中潮滩全部为互花米草, B线中潮滩为海三棱藨草, 零星分布有互花米草。4月份, 在A线中潮滩前缘采集互花米草柱样1根。10月份, 在B线中潮滩采集海三棱藨草柱样1根。8月份和12月份, 在A、B线高潮滩、中潮滩和中潮滩前缘植被带各采集 5根柱样, 共得到12根(长约40 cm)沉积物柱样。所有柱样现场密封好, 当天运回实验室并分割样品。在实验室内将柱样取出, 以0～1 cm、1～2 cm、2～4 cm、4～6 cm、6～9 cm、9～12 cm、12～15 cm、15～18 cm、18～21 cm、21～24 cm、24～27 cm、27～30 cm、30～33 cm间隔分取, 立即装入塑料袋密封(尽量排除袋内空气), 而后放入黑色袋子中置于冰箱内, 于4 ℃下保存。

图1 研究区域及采样点Fig.1 Location map of the study area and sampling sites

2.2 样品分析

在实验室内空气状态下, 迅速称取1～2 g新鲜原样, 立即放入5 mL乙酸锌-乙酸钠混合溶液中, 而后置于抽滤瓶中, 预先以100 cm3/min的速率通氮气约2 min, 然后加入30 mL 1 mol/L盐酸, 再通氮气40 min。两个吸气瓶(50 mL比色管)分别装10 mL乙酸锌-乙酸钠混合溶液吸收H2S气体(具体方法参考文献[4–5]), 采用亚甲基蓝分光光度法测定AVS的含量,该反应条件下, AVS测定回收率可达90%以上, 该方法的检出限为0.02 μmol/g (干泥)[4]。实验室内使用Na2S·9H2O测定硫化物, 回收率为97%±6% (n = 3)。部分沉积物样品(n = 9)三次重复实验, 测得AVS含量的相对标准偏差优于15%。所有样品AVS含量的测定均在采集后两周内完成分析。一部分原样在烘箱中((105±2) ℃)烘24 h, 测定其含水率。另一部分在冷冻干燥器(Christ Alpha 1- 4 LD, Germany)中冷冻干燥后, 采用美国Beckman Coulter LS13320激光粒度仪测试粒度。过60目筛冷干样品, 采用重铬酸钾氧化-外加热法测定沉积物总有机碳(TOC)含量。

3 结果与讨论

AVS很容易被氧化, 沉积物样品接触空气后,其表面的一部分AVS很快会被氧化, 所以准确测定沉积物中AVS含量是比较困难的。通常, 样品的分割及称重需在无氧的条件下进行。本研究样品的分割和称重是在空气中进行的, 虽然是短暂地接触空气, 而且尽量减少空气对AVS的影响, 但样品表面仍有部分AVS会很快被氧化。我们认为样品短时间接触空气对其AVS的含量影响是微弱的, 所以实验测定的AVS含量是相对一致的实验条件下沉积物中AVS含量的近似值, 这个测试值低于自然环境下沉积物中AVS含量的真实值。

3.1 潮滩植被根际沉积物基本特征

潮滩不同地貌单元植被根际沉积物pH 5.7～8.5,平均为 7.1, 随季节变化不明显。温度 9.5～26.4 ℃,季节变化明显, 4月和10月平均温度相差很小, 均约为20.0 ℃, 8月平均温度为24.9 ℃, 12月份平均温度为10.2 ℃。根际沉积物粒度特征: ＜2 μm的黏粒平均为 14.2%, 2～63 μm 的粉砂粒平均为 79.0%, ＞63 μm的砂粒平均为 5.2%。总之, 根际沉积物以粉砂为主,黏粒次之, 含极少量的砂粒, ＜16 μm的细颗粒物体积分数达到 50%左右(表 1)。根际沉积物含水率为21.9%～48.3%, 平均为33.5%。根际沉积物TOC含量为0.4%～1.4%, 平均为 0.8%。从各植被根际沉积物TOC平均含量来看, 依次为: 互花米草＞海三棱藨草＞芦苇, 而且随季节变化不明显(表 1)。TOC含量随深度增加变化较小, 其变化趋势无规律可寻。

表1 潮滩不同地貌单元植物根际沉积物特征Table 1 Characteristics of the rhizosphere sediments from different geomorphic units in the Dongtan wetland

3.2 AVS含量的空间变化

图2 不同植被根际沉积物AVS平均含量的季节变化Fig.2 Seasonal variation in mean concentrations of AVS in the rhizosphere sediments of different vegetation zones

根际沉积物中AVS平均含量变化表现为: 12月份, 互花米草＞芦苇＞海三棱藨草; 8月份, 芦苇＞互花米草＞海三棱藨草(图2)。AVS含量的垂向变化, 在不同植被根际沉积物中有很大的差异性。高潮滩芦苇, 表层(约6 cm)沉积物中AVS含量明显高于其深层(图3, a1～a3), 但8月份, B线高潮滩芦苇根际沉积物中AVS含量呈现出随深度增加显著增大, 而又显著减小的剧烈变化(图 3, a4)。中潮滩及中潮滩前缘互花米草根际沉积物中AVS含量随深度增加先增大后减小, 在约20 cm处显著增大, 并分别在21 cm、30 cm、33 cm、30 cm、15 cm处达AVS含量的最大值(8.23 μmol/g、19.51 μmol/g、22.10 μmol/g、5.51 μmol/g、6.32 μmol/g; 图 3, b1～b5)。中潮滩海三棱藨草根际沉积物中AVS含量变化特征与互花米草根际沉积物中AVS含量的变化特征相似, 其AVS含量的最大值(9.37 μmol/g、0.65 μmol/g、5.73 μmol/g)分别出现在24 cm、24 cm、30 cm处(图3, c1～c3)。

不同地貌单元同样的植被, 其根际沉积物中AVS含量表现出一定差异性(图3, b1～b5)。例如: 12月份, A线中潮滩前缘互花米草根际沉积物中 AVS含量在30 cm处达最大值, 而B线中潮滩沉积物中AVS含量在21 cm处达最大值, 这可能与氧气渗透深度有密切关系。同一地貌单元中, 不同的植被际沉积物中AVS含量也有一定的差异, B线中潮滩主要为海三棱藨草植被, 零星分布有互花米草, 根际沉积物AVS含量均随深度增加先增大后减小, 但其各自的 AVS 含量相差悬殊(图 3, b1～b2; c2～c3)。

3.3 AVS含量的季节变化

根际沉积物中AVS含量随季节变化差异显著: 就AVS平均含量而言, 4月、8月和10月均高于12月(图2);就其最大含量而言, 亦是如此(图3)。例如: A线中潮滩前缘互花米草根际, 12月份沉积物中AVS最大含量约为4月份的25%。B线中潮滩海三棱藨草根际, 12月份沉积物中AVS最大含量仅约为10月份的7%。不同植被根际沉积物中AVS含量垂向变化, 同样随季节变化差异显著。A线, 高潮滩芦苇根际表层(约6 cm)沉积物中AVS含量在8月份显著增大(图3, a2)。中潮滩前缘互花米草根际表层(约25 cm), 12月份沉积物中AVS含量比4月和8月份明显减少(图3, b3～b5)。B线, 高潮滩芦苇根际表层沉积物(约6 cm)中AVS含量在8月份显著减小,但其深部AVS含量显著增大(图3, a4)。中潮滩互花米草和海三棱藨草根际表层沉积物(约20 cm), 8月份沉积物中AVS含量比12月份明显减少, 但其一定深度沉积物中AVS含量却显著增大(图3, b1～b2; c2～c3)。

4 AVS含量时空变化的影响因素

图3 潮滩不同植被根际柱状沉积物中AVS含量变化特征Fig.3 Distribution profiles of AVS concentrations in the rhizosphere sediments from different vegetation zones in salt marsh

沉积物中的AVS形成于厌氧环境中微生物作用下有机质降解过程中的硫酸盐异化还原, 因此沉积物的通气(富氧)状况、其中的有机质降解过程及微生物的活动等因素对AVS含量大小有着很大影响[16–17]。

4.1 沉积物通气状况的影响

AVS很容易被氧化, 沉积物中氧气含量高低对AVS含量有着显著影响。沉积物的富氧状况取决于其通气状况。周期性的潮水对崇明东滩沉积物通气状况的影响十分明显, 中潮滩和低潮滩, 每日受潮水淹没两次, 而高潮滩通常在大潮时才被潮水淹没,因此中低潮滩相对于高潮滩而言, 沉积物含水率通常较高(表1), 通气状况较差, 厌氧环境有利于AVS形成。沉积物粒度特征以粉砂为主, 并且由于重力压实作用, 氧气很难渗透进入更深沉积层, 因而中低潮滩深层沉积物中的AVS容易积累, 而在表层一定深度 AVS含量很容易受氧气的影响。例如: 在8月份, 小潮时间的前后几天, 潮水仅仅能够淹没 A线和 B线的低潮滩及小部分中潮滩, 而大部分的中潮滩及高潮滩则较长时间不受潮水的影响。滩地由于高温而蒸发强烈, 导致表层沉积物含水率下降(表1), 一定深度内通气状况改善, 其 AVS含量因氧化而降低, 而深部受氧气影响较小, 其 AVS含量较高(图 3, a4、b2、b5、c3)。

4.2 有机质降解的影响

Pearson相关分析表明, 沉积物含水率、有机碳含量与＜16 μm 粒径的颗粒物之间有较好正相关关系(r = 0.7; r = 0.9, P＜0.01), 这表明＜16 μm 粒径的颗粒物与有机碳含量及含水率有一定的联系, 这可能与细颗粒物具有较大的比表面积有关。AVS含量与＜16 μm粒径的颗粒物、含水率、有机碳含量之间不存在简单相关关系, 这与以往的研究所得出的结论(AVS含量与总有机碳含量及含水率之间存在显著正相关关系[7])有所不同。虽然厌氧条件下富含有机质的沉积物中, AVS易于形成和积累, 但影响AVS的形成和积累关键因素之一是有机质降解过程。大量新鲜有机质在厌氧条件下降解, 可以迅速导致 AVS形成和积累[1–2], 因此潮滩环境中有机质的降解成为影响根际沉积物中 AVS含量变化的又一重要因素。

8月份, B线高潮滩芦苇根际AVS含量表现出随深度增加显著增大而又减小的剧烈变化(图 3, a4),这可能与新鲜有机质的存在有直接关系。因为在采样过程中, 我们注意到有一定的芦苇根系及其残体存在, 而且在越靠近根系的微区域有明显的黑色沉积物, 其存在反映了较强的还原条件。中低潮滩互花米草和海三棱藨草根系集中分布在地表下 10～40 cm处, 其生长代谢可产生大量易降解有机质, 在厌氧条件下大量有机质降解, 导致硫酸盐异化还原作用增强, 沉积物中AVS含量增大。植物根系作用在根际更深部位可能有所减弱, 从而导致AVS的含量降低(图 3, b1～b5,c1～c3)。与海三棱藨草和芦苇相比, 互花米草根系尤为发达, 且生长期长[15], 这些可能会导致根际一定深度内沉积物中新鲜有机质大量积累,其降解必然会导致其根际硫酸盐异化还原作用增强,生成的硫化物增多(图3, b1～b5)。

4.3 硫酸盐还原细菌的影响

硫酸盐还原细菌(SRB)在硫酸盐还原过程中扮演着十分重要角色。潮滩不同植被根际AVS含量的时空变化与硫酸盐还原菌群落有直接关系。有研究表明[13], 长江口九段沙潮滩根际沉积物中SRB群落的物种以及数量, 在生长期和繁殖期(4月～10月)多于休眠期和衰老期(11月～3月)。另一方面, 硫酸盐还原速率又与盐沼植物的生产力紧密相关。例如:当互花米草处于生长期时, 硫酸盐还原速率迅速增加[18], 这与硫酸盐还原菌在互花米草生长期内活性增强有直接关系。植物生长期, 其代谢可以产生大量新鲜有机质, 这为微生物的作用提供了能量基础,温度的升高为微生物活性显著增强提供了条件, 所以4月、8月和10月不同植被根际AVS含量均高于12 月(图 2)。

总之, 不同植被根际沉积物中AVS含量的时空变化, 反映了潮滩沉积物处于氧化还原条件不断变化调控作用下。芦苇根际表层枯枝落叶层含有大量新鲜有机质, 且表层含水率较高, 但其根际一定深度内根系分泌有机质的作用有限(芦苇根系主要集中分布在地表下 20～80 cm处), 且由于水的渗透有限, 含水率较低, 通气状况较好, 这些可能是影响高潮滩芦苇根际沉积物中AVS含量垂向变化的主要原因。互花米草和海三棱藨草根际剖面表层(20 cm)还原作用要弱于其下层, 主要源于表层受植物的根系作用弱, 而且受氧气的影响较为显著, 20 cm以下植物的根系作用显著增强, 且微生物作用增强, 导致还原作用增强, AVS含量增大, 而更深部位可能有所减弱, 从而导致AVS的含量降低。

4.4 沉积物中AVS含量时空变化的潜在环境影响

根际沉积物中AVS含量的时空变化主要源于周期性潮水作用和植被生长的季节变化。植被生长季节沉积物中硫酸盐异化还原作用增强, 而凋落季节沉积物中硫酸盐异化还原作用减弱, 这种作用因植被不同而有所差异。从不同植被的比较可知: 互花米草对于其根际沉积物中硫酸盐异化还原有较为明显的影响, 这意味着入侵物种互花米草可能改变了潮滩湿地沉积物中原有的硫酸盐异化还原循环过程,进而对潮滩沉积物中复杂多变的氧化还原环境产生一定影响。现今, 互花米草在我国海岸带分布面积达344.51 km2, 分布范围北起辽宁, 南达广西, 覆盖了除海南岛、台湾岛之外的全部沿海省份[19]。互花米草对于潮滩湿地沉积物中硫酸盐异化还原循环过程的影响, 可能会导致海岸带互花米草分布区沉积物中氧化还原敏感元素及重金属元素的生物地球化学循环过程产生一定的变化, 有关这些方面的内容需进一步的研究。

5 结 论

(1) 不同植被根际沉积物中AVS含量的时空变化主要源于周期性潮水作用和植被生长的季节变化。植被生长季节, 沉积物中硫酸盐异化还原作用明显增强。

(2) 与芦苇和海三棱藨草相比, 互花米草根际沉积物中 AVS含量的时空变化反映了硫酸盐异化还原在其根际沉积物中有较为明显的时空变化, 这意味着入侵物种互花米草改变了潮滩湿地沉积物中原有的硫酸盐异化还原循环过程, 并因此可能改变了潮滩湿地生态系统原有的氧化还原生物地球化学循环过程。

:

[1] Rickard D, Morse J W. Acid volatile sulfide (AVS) [J]. Mar Chem, 2005, 97(3/4): 141–197.

[2] van Griethuysen C, de Lange H J, van den Heuij M, de Bies S C, Gillissen F, Koelmans A A. Temporal dynamics of AVS and SEM in sediment of shallow freshwater floodplain lakes [J].Appl Geochem, 2006, 21(4): 632–642.

[3] Morse J W, Rickard D. Chemical dynamics of sedimentary acid volatile sulfide [J]. Environ Sci Technol, 2004, 38(7):131A–136A.

[4] 林玉环, 郭明新, 庄岩. 底泥中酸性挥发硫及同步浸提金属的测定[J]. 环境科学学报, 1997, 17(3): 353–358.Lin Yu-huan, Guo Ming-xin, Zhuang Yan. Determination of acid volatile sulfide and simultaneously extracted metals in sediment[J]. Acta Sci Circumst, 1997, 17(3): 353–358 (in Chinese with English abstract).

[5] Lee Byeong-Gweon, Griscom S B, Lee Jung-Suk, Choi H J,Koh Chul-Hwan, Luoma S N, Fisher N S. Influences of dietary uptake and reactive sulfides on metal bioavailability from aquatic sediments [J]. Science, 2000, 282(5451): 282–284.

[6] Borch T, Kretzachmar R, Kappler A, Cappellen P V,Ginder-Vogel M, Voegelin A, Campbell K. Biogeochemical redox processes and their impact on contaminant dynamics [J].Environ Sci Technol, 2010, 44(1): 15–23.

[7] 孙玮玮, 王东启, 陈振楼, 毕春娟, 胡蓓蓓, 刘耀龙, 李九发, 许世远. 长江口吴淞-浏河滨岸带沉积物 AVS和 SEM含量的空间分布特征[J], 地球化学, 2009, 38(2): 140–146.Sun Wei-wei, Wang Dong-qi, Chen Zhen-lou, Bi Chun-juan,Hu Bei-bei, Liu Yao-long, Li Jiu-fa, Xu Shi-yuan. Contents and spatial distributions of AVS and SEM in Wusong-Liuhe coastal sediments in Yangtze Estuary [J]. Geochimica, 2009,38(2): 140–146 (in Chinese with English abstract).

[8] 周栋, 王东启, 陈振楼, 孙月娣, 毕春娟, 李九发, 许世远.上海市滨岸带沉积物中酸挥发性硫化物垂直分布及空间变化特征[J]. 环境科学研究, 2009, 22(2): 138–144.Zhou Dong, Wang Dong-qi, Chen Zhen-1ou, Sun Yue-di, Bi Chun-juan, Li Jiu-fa, Xu Shi-yuan. Vertical profile and spatial distribution of acid volatile sulfide in the estuarine and coastal sediments of Shanghai City [J]. Res Environ Sci, 2009, 22(2):138–144 (in Chinese with English abstract).

[9] 曹爱丽, 周桂平, 胡姝, 高效江. 崇明东滩湿地沉积物中还原无机硫的形态特征[J]. 复旦学报(自然科学版), 2010,49(5): 612–617.Cao Ai-li, Zhou Gui-ping, Hu Shu, Gao Xiao-jiang. The chemical characteristic of reduced inorganic sulfur in the wetland sediments of Chongming Dongtan [J]. J Fudan Univ (Nat Sci),2010, 49(5): 612–617 (in Chinese with English abstract).

[10] Liao Chengzhang, Luo Yiqi, Jiang Lifen, Zhou Xuhui, Wu Xiaowen, Fang Changming, Chen Jiakuan., Li Bo. Invasion of Spartina alterniflora enhanced ecosystem carbon and nitrogen stocks in the Yangtze estuary, China [J]. Ecosystems, 2007,10(8): 1351–136.

[11] Zhou Chang-fang, An Shu-qing, Deng Zi-fa, Yin Da-qiang,Zhi Ying-biao, Sun Zhi-yi, Zhao Hui, Zhou Lu-xian, Fang Chao, Qian Chen. Sulfur storage changed by exotic Spartina alterniflora in coastal saltmarshes of China [J]. Ecol Engineer,2009, 35(4): 536–543.

[12] Zhang Yaohong, Ding Weixin, Luo Jiafa, Donnison A.Changes in soil organic carbon dynamics in an Eastern Chinese coastal wetland following invasion by a C4plant Spartina alterniflora [J]. Soil Biol Biochem, 2010, 42(10): 1712–1720.

[13] Nie Ming, Wang Meng, Li Bo. Effects of salt marsh invasion by Spartina alterniflora on sulfate-reducing bacteria in the Yangtze River estuary [J]. China Ecol Engineer, 2009, 35(12):1804–1808.

[14] Zhang Wei-guo, Yu Li-zhong, Hutchinson S M, Xu Si-yuan,Chen Zhen-lou, Gao Xiao-jiang. China’s Yangtze Estuary: I.Geomorphic influence on heavy metal accumulation in intertidal sediments [J]. Geomorphology, 2001, 41(2/3): 195–205.

[15] Li Bo, Liao Cheng-zhang, Zhang Xiao-dong, Chen Hui-li,Wang Qing, Chen Zhong-yi, Gan Xiao-jing, Wu Ji-hua, Zhao Bin, Ma Zhi-jun, Cheng Xiao-li, Jiang Li-fen, Chen Jia-kuan.Spartina alterniflora invasions in the Yangtze River estuary,China: An overview of current status and ecosystem effects[J]. Ecol Engineer, 2009, 35(4): 511–520.

[16] Koretsky C M, Haveman M, Beuving L, Cuellar A, Shattuck T,Wagner M. Spatial variation of redox and trace metal geochemistry in a minerotrophic fen [J]. Biogeochemistry, 2007,86(1): 33–62.

[17] Choi J H, Park S S, Jaffé P R. The effect of emergent macrophytes on the dynamics of sulfur species and trace metals in wetland sediments [J]. Environ Pollut, 2006, 140(2): 286–293.

[18] Hines M E, Evans R S, Genthner B R S, Willis S G, Friedman S, Rooney-Varga J N, Devereux R. Molecular phylogenetic and biogeochemical studies of sulfate-reducing bacteria in the rhizosphere of Spartina alterniflora [J]. Appl Environ Microbiol,1999, 65(5): 2209-2216.

[19] 关道明. 中国滨海湿地米草盐沼生态系统与管理[M]. 北京:海洋出版社, 2009: 1–167.Guan Dao-ming. The Ecosystem of Spartina Alterniflora Monoculture Marshland in Coastal Wetland and Its Management in China [M]. Beijing: China Ocean Press, 2009: 1–167(in Chinese).