許振，左平，王俊杰，杜進(jìn)進(jìn)

（1.南京大學(xué) 海岸與海島開發(fā)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 南京 210093；2.南京大學(xué) 地理與海洋科學(xué)學(xué)院，江蘇 南京 210093；3.江蘇鹽城國家級(jí)自然保護(hù)區(qū)，江蘇 鹽城 224333）

濕地是介于陸地和水體間的一種過渡生態(tài)類型，在碳的儲(chǔ)存中起著重要作用。盡管其面積僅占地球陸地面積的2%～3%，但儲(chǔ)存的碳庫卻占到陸地土壤碳庫的18 %～30 % （Kimble et al，2003；Smith et al，2004）。人類活動(dòng)引起的土地利用變化造成的碳排放僅次于化石燃料燃燒對(duì)大氣CO2含量增加的貢獻(xiàn)，約占1/4（IPCC，2007）。將濕地轉(zhuǎn)變?yōu)楦鼗蛴糜谄渌康亩慌鸥砷_墾（Armentano et al，1986；Bridgham et al，2006） 是常見的土地利用類型轉(zhuǎn)變方式之一，也是人類活動(dòng)對(duì)濕地的重大影響之一。對(duì)濕地碳庫動(dòng)態(tài)和通量的研究是理解濕地生態(tài)系統(tǒng)對(duì)氣候變化響應(yīng)最基礎(chǔ)和最重要的議題之一（Burkett et al，2000）。

濱海濕地是陸地、海洋和大氣之間各種過程相互作用最活躍的過渡帶，隨著社會(huì)進(jìn)步和人類文明發(fā)展，人類對(duì)資源的需求不斷增加，對(duì)濱海濕地的影響也越來越大。江蘇鹽城濱海濕地以其典型性成為中國乃至世界為數(shù)不多的淤泥質(zhì)濱海濕地區(qū)域之一（李楊帆等，2005）。隨著沿海經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展，濱海灘涂的開發(fā)利用也逐漸提上日程。2008年《國務(wù)院關(guān)于進(jìn)一步推進(jìn)長江三角洲改革開放和經(jīng)濟(jì)社會(huì)發(fā)展的指導(dǎo)意見》中明確把鹽城的發(fā)展空間融入到長三角一體的區(qū)域空間（國發(fā)（2008） 3號(hào)），2009年國務(wù)院審議通過了《江蘇沿海地區(qū)發(fā)展規(guī)劃》，江蘇沿海開發(fā)上升為國家發(fā)展戰(zhàn)略，規(guī)劃中強(qiáng)調(diào)的兩個(gè)發(fā)展重點(diǎn)之一就是促進(jìn)海域?yàn)┩抠Y源合理開發(fā)利用。

因此，本文通過分析近20 多年來鹽城濱海濕地土地利用變化，收集不同土地利用/覆蓋變化下表層土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量數(shù)據(jù)，定量估算土地利用變化對(duì)鹽城濱海濕地有機(jī)碳庫的影響，以掌握這一重要濕地生態(tài)系統(tǒng)對(duì)人類活動(dòng)的響應(yīng)，也為合理開發(fā)、利用、保護(hù)鹽城濱海濕地提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)域?yàn)辂}城濱海濕地，與調(diào)整前的江蘇鹽城國家級(jí)珍禽自然保護(hù)區(qū)重合（2007年前）。東臨黃海，位于北緯32°20′-34°37′，東經(jīng)119°29′-121°16′之間（圖1）。地理范圍包括鹽城沿海5 個(gè)縣（市），響水、濱海、射陽、大豐、東臺(tái)的潮間帶灘涂、港河口、部分潮下帶，以及由堤內(nèi)的耕作農(nóng)田向堤外灘涂過渡區(qū)的葦魚塘、鹽場(chǎng)等。

圖1 鹽城濱海濕地位置圖 [據(jù)馮志軒等（2007） 改繪]

1.2 土地利用變化數(shù)據(jù)

選用1987、1992、1997、2002、2007年共5個(gè)時(shí)相的Landsat 數(shù)據(jù)，根據(jù)1976年國家測(cè)繪局測(cè)繪的1：50 000 地形圖配準(zhǔn)，提取土地利用的時(shí)空變化信息（圖2）。數(shù)據(jù)處理程序請(qǐng)參考文獻(xiàn)（左平等，2012）。本文的基本土地利用變化數(shù)據(jù)如表1 所示（左平等，2012）。

表1 近20年來鹽城濱海濕地景觀類型面積變化（km2）

圖2 1987-2007年間鹽城濱海濕地土地利用變化

1.3 碳儲(chǔ)存量和固碳能力計(jì)算

單位面積土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量的計(jì)算公式可以表達(dá)為（高建華等，2007）：

其中：Cz 為z 層土壤有機(jī)碳含量（g·kg-1），ρ 為土壤容重（g·m-3），H 為土壤剖面深度（m），C 即為單位面積土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量（g·m-2）。亦即，單位面積土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量等于各層土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量的總和。

但在實(shí)際操作中，為了方便，往往取代表性層位土壤樣品進(jìn)行測(cè)定（如五點(diǎn)取樣法），以各個(gè)代表性層位土壤參數(shù)的平均值來估算整個(gè)土壤剖面的有機(jī)碳儲(chǔ)量（Pan et al，2004；Liu et al，2007）。因此，在本研究中，表層土壤（0～20 cm） 有機(jī)碳儲(chǔ)量的計(jì)算即可以簡(jiǎn)化為：

其中，Cz′為表層土壤有機(jī)碳平均含量，ρ′為表層土壤平均容重，H′= 0.2 m，C 即為單位面積0～20 cm 土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量。

不同土地利用類型碳儲(chǔ)存量：

其中：Q 不同土地利用類型碳儲(chǔ)存量，C 為單位面積土壤有機(jī)碳積累量，S 為該土地利用類型面積。

對(duì)自然狀態(tài)下的濱海濕地來說，有機(jī)質(zhì)的來源一是浮游和底棲生物等（海源），二是本地植物（陸源），而本地植物的輸入一部分來源于植物死亡的地下根莖，另一部分來源于植物地上部分的枯落生物量。在潮灘不同部位，由于高程、潮汐作用和植被覆蓋等的不同，土壤有機(jī)質(zhì)的來源組成不同（高建華等，2005）。

濱海濕地的固碳能力可以通過有機(jī)碳埋藏速率來表示和估算。理想狀況下，在一個(gè)穩(wěn)定淤積的濱海濕地中，每一年的濕地土壤剖面均可以看做兩部分：上部為當(dāng)年新增的土壤，下部為老的土壤；對(duì)不同年份來說，下部老的土壤所經(jīng)歷的的碳循環(huán)過程相似，碳收支量相近，上部當(dāng)年新增土壤中的有機(jī)碳可視為土壤剖面每年增加的有機(jī)碳。

不同土地利用類型下有機(jī)碳埋藏速率的計(jì)算公式（Gao et al，2012）：

式中：ω 為灘面沉積速率，ρ 為表層土壤容重，Cz不同植被覆蓋下表層土壤有機(jī)碳濃度。

利用表2 中所示的文獻(xiàn)數(shù)據(jù)，結(jié)合公式、計(jì)算不同土地利用類型下表層土壤碳儲(chǔ)存量；利用公式計(jì)算土壤固碳能力。獐茅灘和稻油輪作農(nóng)田單位面積表層土壤有機(jī)碳積累量數(shù)據(jù)根據(jù)康健等（2012）給出，農(nóng)田固碳能力根據(jù)人工耕作3年造成的土壤有機(jī)碳增加量估算土壤固碳能力。

表2 鹽城濱海濕地不同土地利用類型表層土壤相關(guān)參數(shù)

2 結(jié)果與分析

2.1 不同土地利用類型下表層土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量

研究區(qū)內(nèi)0-20 cm 土層有機(jī)碳密度占整個(gè)剖面的54.6%～75.8%（康健等，2012），因而認(rèn)為土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量主要集中在土壤表層（0～20 cm）。根據(jù)近20年來鹽城濱海濕地類型面積變化和不同土地利用類型下表層土壤單位面積有機(jī)碳積累量，估算出近20年鹽城濱海濕地不同土地利用類型表層土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量（表3）。

1987年，各種土地利用類型中光灘的表層土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量最多，為8.90×105t，其次為堿蓬灘、獐茅灘、農(nóng)田和蘆葦灘，碳儲(chǔ)量分別為3.99、3.62、3.56 和1.29×105t，互花米草灘碳儲(chǔ)量最少，僅0.01×105t。1992年，農(nóng)田碳儲(chǔ)量超過堿蓬灘和獐茅灘，達(dá)5.39×105t，光灘碳儲(chǔ)量（8.18×105t）仍最多，互花米草灘碳儲(chǔ)量（0.20×105t） 仍最少。1997年，農(nóng)田碳儲(chǔ)量為7.37×105t，居各種土地利用類型碳儲(chǔ)量首位，互花米草灘碳儲(chǔ)量0.93×105t仍最少。2002年，各種土地利用類型表層土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量，農(nóng)田（7.46×105t） ＞堿蓬灘（2.09×105t） ＞互花米草灘（1.99×105t） ＞蘆葦灘（1.18×105t） ＞光灘（1.13×105t） ＞獐茅灘（0.68×105t）。2007年，獐茅灘在遙感影像中已解譯不出，面積為0，故其碳儲(chǔ)量為0，農(nóng)田碳儲(chǔ)量10.85×105t，光灘碳儲(chǔ)量3.35×105t，互花米草灘碳儲(chǔ)量（1.95×105t） 超過堿蓬灘（1.61×105t） 和蘆葦灘（1.22×105t）。

表3 近20年鹽城濱海濕地不同土地利用類型表層土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量變化

2.2 不同土地利用類型土壤固碳能力

土壤固碳能力：農(nóng)田＞互花米草灘＞堿蓬灘＞蘆葦灘＞光灘（表4）。鹽城濱海濕地年固碳量達(dá)1.86×105t/a，而整個(gè)濕地面積1 821.75 km2（2007年數(shù)據(jù)，獐茅灘面積0），所以整個(gè)濕地平均固碳速率達(dá)0.102 kg/m-2·a-1，遠(yuǎn)高于江蘇地區(qū)過去20年（1982-2004年） 的平均固碳速率0.016 kg/m-2·a-1（Liao et al，2009） 和我國農(nóng)田的平均固碳能力0.015 kg/m-2·a-1（Xie et al，2007）。

表4 鹽城濱海濕地不同土地利用類型土壤固碳能力

可見，在鹽城濱海濕地，無論是對(duì)碳儲(chǔ)量，還是對(duì)固碳能力，互花米草灘和農(nóng)田都是影響表層土壤有機(jī)碳庫的兩個(gè)主要因素。

2.3 1987-2007年鹽城濱海濕地的年度碳儲(chǔ)量變化

總體來說，鹽城濱海濕地近20年來呈現(xiàn)出自然濕地減少、人工濕地增加的趨勢(shì)（圖3），表層土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量1992年較1987年略有增長，1992-2002年間表層土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量大幅下降，降幅達(dá)33.3%，2002-2007年間又大幅增加，增幅達(dá)30.5%。

圖3 近20年鹽城濱海濕地面積和總碳儲(chǔ)量變化

圖4 近20年鹽城濱海濕地不同土地利用類型碳儲(chǔ)量比例變化

從近20年鹽城濱海濕地不同土地利用類型碳儲(chǔ)量占總碳儲(chǔ)量比例來看（圖4），農(nóng)田碳儲(chǔ)量所占比例不斷增加，從1987年16.7 %上升至2007年57.2%；互花米草灘碳儲(chǔ)量也逐年增加，1987年僅占總碳儲(chǔ)量0.04 %，到2002年時(shí)達(dá)到最大13.7%；堿蓬灘碳儲(chǔ)量自1997年以來有減少趨勢(shì)，2007年較1997年下降55.4%；茅草灘碳儲(chǔ)量占總儲(chǔ)量比例不斷減?。惶J葦灘碳儲(chǔ)量占總儲(chǔ)量比例6.0～8.1%，變化較小。至2007年，互花米草和農(nóng)田面積約占濕地總面積43.6%，二者碳儲(chǔ)量占總碳儲(chǔ)量近75%。

1987-1992年間碳儲(chǔ)量增加，主要是由于農(nóng)田面積的增長；自然濕地（尤其是光灘） 面積的大幅減少是1992-2002年間碳儲(chǔ)量大幅減少的主要原因；2002-2007年間，農(nóng)田面積大幅增大，自然濕地中茅草灘、蘆葦灘、堿蓬灘、互花米草灘面積均減少，但光灘面積大幅增長，使得濕地總碳儲(chǔ)量有所增加（表5）。其中，1997年之前互花米草灘面積較小，1997-2002年間，互花米草灘面積增加一倍以上，期間農(nóng)田面積增長較小，而其他類型自然濕地面積均大幅減少，但碳儲(chǔ)量減少幅度大大小于1992-1997年間，可見互花米草入侵和大面積增長后對(duì)提高濕地碳儲(chǔ)量有重要作用。

表5 1987—2007年間鹽城濱海濕地面積及碳儲(chǔ)量變化幅度

3 討論

3.1 圍墾造田與濱海濕地碳儲(chǔ)存

在鹽城濱海濕地，圍墾初期的農(nóng)田具有較大的固碳速率，這與內(nèi)陸的淡水濕地相反。近50年三江平原和諾爾蓋的沼澤濕地圍墾后有機(jī)碳損失可高達(dá)原含量的80%～90%，濕地甚至由碳匯轉(zhuǎn)變?yōu)樘荚?；長江中下游的湖泊濕地，圍墾后有機(jī)碳的降低幅度在30%以下（鄭聚鋒等，2011）。這可能是由于濱海濕地土壤（茅草地） 初始有機(jī)碳含量低，開墾為農(nóng)田后土壤有機(jī)碳含量升高，而內(nèi)陸淡水濕地初始有機(jī)碳含量高，開墾為農(nóng)田后有機(jī)碳損失造成。

盡管鹽城濱海濕地圍墾初期的農(nóng)田具有較大的固碳速率，但隨著圍墾年限的增加，土壤有機(jī)碳庫的動(dòng)態(tài)變化如何還有待于進(jìn)一步的研究（康健等，2012）。土壤有機(jī)碳庫能否繼續(xù)增長，除取決于有機(jī)物質(zhì)的初始含量和進(jìn)入量外，還取決于土壤有機(jī)碳庫的飽和狀態(tài)（李忠佩等，2002）。土壤對(duì)有機(jī)碳的固定能力與氣候因素、土壤結(jié)構(gòu)、土地利用類型、耕作方式等有關(guān)，當(dāng)土壤有機(jī)碳庫接近飽和狀態(tài)時(shí)，土壤有機(jī)碳含量將保持穩(wěn)定。

3.2 互花米草入侵與濱海濕地碳儲(chǔ)存

互花米草灘表層土壤（0～20 cm） 有機(jī)碳積累量較堿蓬灘提高62.9%?；セ撞葑鳛镃4 植物，與C3 植物堿蓬相比，具有更高的光合效率，其生產(chǎn)力也遠(yuǎn)高于堿蓬（Zhang et al，2007），導(dǎo)致互花米草灘中有較高的土壤有機(jī)碳含量（Cheng et al，2006；陳一寧 等，2005）?；セ撞萑肭謮A蓬灘8～14年后，表層土壤（0～10 cm） 有機(jī)碳累積量提高27.0～69.6% （Zhang et al，2007）。因此，雖然灘涂圍墾造田在短期內(nèi)有利于濱海濕地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量增加，但從長遠(yuǎn)來看，濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)在潮灘淤長過程中的自然演替，即由潮下帶→潮間帶光泥灘→互花米草灘→堿蓬灘→茅草灘→蘆葦灘的過渡，能使整個(gè)濕地具有更高、更持久的固碳能力，而過度的圍墾在相當(dāng)程度上破壞了這個(gè)自然的演替過程。應(yīng)根據(jù)潮灘淤積速率合理控制圍墾速率，才能在獲取經(jīng)濟(jì)社會(huì)利益最大化的同時(shí)，保證濕地有機(jī)碳儲(chǔ)量持續(xù)增加，濱海鹽沼濕地成為碳匯。

此外，互花米草種植除促使互花米草灘有機(jī)碳埋藏增加外，還會(huì)促進(jìn)整個(gè)潮灘有機(jī)碳的埋藏增加（Gao et al，2012）。漲潮水流經(jīng)過植物群落后，水流能量大量減弱，水中所攜帶的大量顆粒物沉降，而在落潮初期的水流速度小，無法使灘面沉積物發(fā)生再懸浮，加大了沿海鹽沼的沉積速率（王愛軍等，2005），從而提高了有機(jī)碳的埋藏速率，提高鹽沼的固碳能力。

然而，海濱濕地位于陸-海交界處，徑流、海洋和大氣等因素變化活躍，濕地土壤中的有機(jī)碳不但來源復(fù)雜（Cifuentes et al，1996；姜啟吳 等，2012），而且碳循環(huán)過程中諸多因素都可能產(chǎn)生影響，如淹沒時(shí)間、鹽度、溫度、沉積物粒級(jí)、植物生長年限（Liu et al，2007；Zhang et al，2010） 等的不同都可能造成土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量的差異，所以難以準(zhǔn)確計(jì)算土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量。雖然在鹽城濱海濕地區(qū)域內(nèi)，氣候和成土母質(zhì)基本一致，土壤中有機(jī)碳含量的變化主要受植被影響（毛志剛等，2010），可以根據(jù)不同植被覆蓋類型估算濱海濕地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量，但結(jié)果仍有一定的不確定性。未來有關(guān)濱海濕地土地利用變化對(duì)土壤碳庫影響的研究，有賴于對(duì)土壤碳的分布特征及其與環(huán)境因子的關(guān)系，以及濕地碳循環(huán)機(jī)制的進(jìn)一步揭示。

4 結(jié)論

本研究基于遙感影像提取的土地利用和濱海濕地類型變化信息，估算近20年鹽城濱海濕地表層土壤有機(jī)碳庫儲(chǔ)量，和濱海濕地土壤固碳能力現(xiàn)狀，并討論土地利用類型變化對(duì)土壤有機(jī)碳庫儲(chǔ)存的影響。主要結(jié)論如下：

（1） 1987、1992、1997、2002、2007年鹽城濱海濕地表層土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量分別為2.137×106t、2.180×106t、1.625×106t、1.454×106t、1.898×106t。1987年各種土地利用類型中光灘的表層土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量最多，互花米草灘最少；1992年農(nóng)田碳儲(chǔ)量超過堿蓬灘和獐茅灘；1997年，農(nóng)田碳儲(chǔ)量最多，互花米草灘碳儲(chǔ)量仍最少；2002年土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量：農(nóng)田＞堿蓬灘＞互花米草灘＞蘆葦灘＞光灘＞獐茅灘；2007年，土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量：農(nóng)田＞光灘＞互花米草灘＞堿蓬灘＞蘆葦灘。

（2） 鹽城濱海濕地近20年來呈現(xiàn)出自然濕地減少、人工濕地增加的趨勢(shì)，自然濕地面積減少是濕地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量減少的主要原因，互花米草入侵和圍墾造田是濕地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量增加的主要原因，這些原因在不同時(shí)期的疊加造成了近20年鹽城濱海濕地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量的變化。

（3） 灘涂圍墾造田在短期內(nèi)有利于濱海濕地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量增加，但從長遠(yuǎn)來看，濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)在潮灘淤長過程中的自然演替能使整個(gè)濕地具有更高、更持久的固碳能力。應(yīng)根據(jù)潮灘淤積速率合理控制圍墾速率，才能在獲取經(jīng)濟(jì)社會(huì)利益最大化的同時(shí)，保證濕地有機(jī)碳儲(chǔ)量持續(xù)增加，濱海鹽沼濕地成為碳匯。

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