于彩芬，陳鵬飛，劉長安，張 悅，韓明輔，周勝玲，盧偉志

（1.大連海洋大學(xué) 大連 116023；2.國家海洋環(huán)境監(jiān)測中心 大連 116023）

在過去的兩百年中，大氣中的二氧化碳（CO2）含量已經(jīng)增加了30%多［1］。目前，大氣中二氧化碳的增長速率比幾百萬年前至少快一個(gè)數(shù)量級(jí)［2］，并且大氣中CO2的濃度遠(yuǎn)大于地球所經(jīng)歷的80萬年［3］。這主要是由于化石燃料燃燒、森林砍伐、其他生物碳儲(chǔ)存的破壞和人為排放源等所導(dǎo)致的。據(jù)估計(jì)，大氣中大約1/3的CO2被海洋吸收［4］，即海洋大約可以吸收大氣中26%的。目前，海洋和陸地從大氣中吸收CO2的量幾乎差不多［6］，濱海棲息地和陸地棲息地巨大的差別在于前者可長期將碳儲(chǔ)存在沉積物中［7］。曾有預(yù)言表明在本世紀(jì)陸地碳匯所吸收的CO2將會(huì)減少［8］，而海洋從大氣中吸收的CO2將會(huì)持續(xù)增加［9］。因此，海洋將會(huì)作為大氣中CO2最終重要的碳匯［7］。

濕地經(jīng)過長期碳積累是巨大的碳庫，而且在全球碳循環(huán)中扮演著重要的碳匯角色［10］。在某些情況下，一些重要的有機(jī)碳，如可以直接或間接被無數(shù)海洋生物所利用的來自海洋植物和陸生植物中的碎屑，沒有考慮進(jìn)碳積累率的計(jì)算之內(nèi)，我們很可能低估了長期儲(chǔ)存在濱海植被棲息地中的碳［11］。并且，濱海植被轉(zhuǎn)化了大量的碳到沉積物中，導(dǎo)致約有總碳量的1/2封存在海洋沉積物中，甚至可使海平面下降2%，同時(shí)，這種高埋藏速率可持續(xù)上千年［12］。所以，濱海濕地對(duì)濱海地區(qū)的高儲(chǔ)碳率有著直接或間接的作用。

因此，雖然濱海濕地面積相對(duì)較小，但是其長期的碳封存能力是極其寶貴的?；セ撞葑鳛槲覈鵀I海濕地一種特殊植物，了解其碳儲(chǔ)量和碳匯能力，對(duì)濱海濕地中的 “藍(lán)碳”在應(yīng)對(duì)氣候變化方面的作用有著重要的意義。

1 互花米草濕地的碳儲(chǔ)量及碳匯能力

1.1 互花米草濕地碳儲(chǔ)量

互花米草濕地的總碳儲(chǔ)量由兩部分組成：一部分儲(chǔ)存于植物體內(nèi)，包括地上部分植物體、地下根和凋落物；另一部分儲(chǔ)存在土壤中。互花米草的生物量從早春開始遞增，在生長季內(nèi)，生長速率遠(yuǎn)大于死亡速率，花期后，植物器官發(fā)育成熟，同時(shí)開始衰老。王長永等［13］通過研究米草光合作用速率季節(jié)變化及其對(duì)初級(jí)生產(chǎn)力的影響也證實(shí)了這一現(xiàn)象。因此，互花米草的這種生命活動(dòng)規(guī)律決定了其生物量隨時(shí)間的變化規(guī)律 （表1）。互花米草的生物量與緯度有一定的關(guān)系，國外學(xué)者比較研究了北美沼澤的互花米草揭示了其生產(chǎn)力隨緯度增高而減少的規(guī)律［14］。另外，不同生態(tài)型的互花米草生物量也存在很大差異，欽佩等［15］對(duì)比研究了福建羅源灣海灘引種自不同地方的3個(gè)生態(tài)型互花米草的生物量，發(fā)現(xiàn)無論是地上部分，還是地下部分，或是總生物量都是以喬治亞生態(tài)型生物量最大，分別是2 745 g/m2、1 366 g/m2和4 111 g/m2，其次為北加羅連那生態(tài)型，分別為1 289 g/m2、1 235 g/m2和2 524 g/m2，弗羅里達(dá)生態(tài)型生物量最小，分別為972 g/m2、928 g/m2和19 00 g/m2。

表1 江蘇廢黃河口互花米草生物量變化［16］

研究發(fā)現(xiàn)我國閩江河口濕地蘆葦?shù)厣仙锪肯募咀畲螅渲禐? 524.8 g/m2±78.85 g/m2，互花米草在秋季最大，其值為3 037.2 g/m2±248.78 g/m2，明顯高于蘆葦［17］；再加上大多數(shù)互花米草濕地地下部分生物量要超過地上部分［18］，如此可觀的互花米草地下部分生物量使互花米草總生物量也高于蘆葦［17］。高建華等［19］就互花米草引種對(duì)蘇北潮灘濕地總有機(jī)碳 （TOC）、總氮含量 （TN）和總磷含量（TP）分布的影響做了相關(guān)研究，發(fā)現(xiàn)TOC和TN的水平和垂向平均含量同樣以互花米草灘為最高。對(duì)江蘇王港濕地的研究表明，入侵種互花米草的生物量明顯高于本地物種堿蓬，隨著入侵年限的增加地上生物量和地下生物量逐漸增大，且都高于本地種堿蓬（表2）［20］。隨著入侵時(shí)間推移，互花米草總生物量還要持續(xù)增長［17］。

表2 江蘇王港濕地互花米草和堿蓬生物學(xué)參數(shù)［26］

有機(jī)碳的積累是由于持續(xù)的初級(jí)生產(chǎn)力輸入和較少的分解，以及碎屑的殘留，互花米草高的土壤有機(jī)碳含量當(dāng)然也是高的初級(jí)生產(chǎn)力不斷通過根輸入土壤所引起的。濕地沉積物有機(jī)碳含量及儲(chǔ)量與植物種類及生物量密切相關(guān)［21］，互花米草引入鹽蒿濕地后，表層土壤有機(jī)碳濃度顯著增加 （增量達(dá)70%），且隨著互花米草生長時(shí)間延長而明顯增加［22］。因此，互花米草的入侵可能加速土壤中有機(jī)碳的積累［23］。而且研究表明互花米草入侵閩江河口蘆葦濕地增加了土壤碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)和碳儲(chǔ)量，蘆葦和互花米草0～60 cm根際土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量總和分別為6 794.20 t/km2和8 231.48 t/km2，互花米草明顯高于蘆葦［24］。另外，土壤有機(jī)質(zhì)的含量與互花米草生長年數(shù)相關(guān)程度較高，所以隨著入侵年限的增加互花米草濕地有機(jī)碳儲(chǔ)量也會(huì)持續(xù)增加［25］，在江蘇王港濕地的研究也發(fā)現(xiàn)了類似的結(jié)果 （表2）。有關(guān)學(xué)者研究了長江口濕地蘆葦、海三棱藨草和互花米草生態(tài)系統(tǒng)的碳儲(chǔ)量，發(fā)現(xiàn)蘆葦濕地的碳儲(chǔ)量為19.51 kg/m2，海三棱藨草的現(xiàn)存碳儲(chǔ)量為17.07 kg/m2，互花米草的碳儲(chǔ)量為 20.94 kg/m2，明顯高于前二者［26］。據(jù)估計(jì)，112 000 hm2的互花米草每年碳固定量可增加23.9 Gg C［27］，并且都固存在濱海濕地的土壤里。濱海濕地如此大的碳封存能力一部分來源于優(yōu)勢植被豐富的地下生物量［7］，互花米草具有更高的地下生產(chǎn)量，而群落的土壤呼吸速率又較低，因此，互花米草作為濱海濕地的入侵種，其儲(chǔ)碳量明顯高于我國濱海濕地的土著植物蘆葦、海三棱藨草和堿蓬，而且隨著時(shí)間的推移，其儲(chǔ)碳量還會(huì)不斷增加。

1.2 互花米草濕地碳匯能力

所謂固碳 ，也叫碳封存，指的是以捕獲碳并將其安全封存的方式來取代直接向大氣中排放CO2的技術(shù)［28］。根據(jù)碳固定的方式，可將其分為人工固碳減排和植被自然固碳兩類，其中植被的自然固碳功能是碳的自然封存過程，是近年來國內(nèi)外碳匯研究的熱點(diǎn)。碳匯是指生態(tài)系統(tǒng)中的碳平衡處于不穩(wěn)定的狀態(tài)，碳的輸入量 （植物生產(chǎn)力與外界輸入碳之和）大于輸出量（呼吸消耗的碳和輸出外界的碳），即碳積累狀態(tài)。

海洋的植物生境，尤其是紅樹林、鹽沼和海草構(gòu)成了地球的藍(lán)色碳匯，即 “藍(lán)碳”，其在海洋碳循環(huán)中起著重要作用［12］。由于藍(lán)色碳匯生態(tài)系統(tǒng)具有非常高的生物量和生產(chǎn)量，植物會(huì)產(chǎn)生大量剩余的有機(jī)碳［29］，另外它們所處的地區(qū)能夠截取地面物質(zhì)，增加自己的剩余量，從而提高了碳埋藏率［30］，故其具有強(qiáng)大的固碳能力。而各海洋生態(tài)系統(tǒng)的固碳能力大不相同，藍(lán)色碳匯的效率也高低不一，其中每一單位面積內(nèi)鹽沼的碳埋藏率最高，為17.2 T C·hm－2·a－1，其次是紅樹林和海草 （表3）。因此，互花米草濕地作為一種鹽沼類型，其碳埋藏率不容小覷。

表3 全球藍(lán)色碳匯覆蓋面積以及有機(jī)碳年埋藏率［12，29－31］

從互花米草自身的生理特性分析，作為一種C4植物，其光合作用效率和對(duì)CO2的利用率都較C3植物高，互花米草可以直接利用空氣中的CO2進(jìn)行光合作用，使環(huán)境中的碳含量不再成為光合作用效率的限制因素；另外，互花米草的地下部分由根和根狀莖組成，深度有時(shí)可達(dá)1 m，并且具有較強(qiáng)的繁殖能力，所以互花米草具有較高的初級(jí)生產(chǎn)力，能夠迅速進(jìn)行生物量的生產(chǎn)和積累。而互花米草濕地也被認(rèn)為是具有最高凈初級(jí)生產(chǎn)力的生態(tài)系統(tǒng)之一［18］。

通過對(duì)比檢測長江口九段沙3種植物的固碳、固氮作用，發(fā)現(xiàn)互花米草的固碳、固氮作用明顯高于本土植物蘆葦和海三林藨草。互花米草生態(tài)系統(tǒng)的凈初級(jí)生產(chǎn)力為2.16 kg·m－2·a－1，蘆葦和海三林藨草的凈初級(jí)生產(chǎn)力分別為1.44 kg·m－2·a－1和0.47 kg·m－2·a－1［26］，且互花米草地下部分的凋落物數(shù)量及其降解速率遠(yuǎn)低于本土植物蘆葦和海三棱藨草，使互花米草對(duì)碳的凈固定作用更為強(qiáng)勁［32］。

1.3 互花米草濕地碳儲(chǔ)量和碳匯的關(guān)系

植物是生態(tài)系統(tǒng)有機(jī)碳庫的重要組成部分，植物分解釋放是土壤有機(jī)碳輸入的主要途徑之一，植物生物量則可以反映生態(tài)系統(tǒng)固碳能力的強(qiáng)弱，另外，植物的有機(jī)碳含量主要來源于空氣中的CO2，植物地上部分在生長過程中吸收CO2形成光合產(chǎn)物，并作為生物量固定儲(chǔ)存起來，所以植物地上部分生物量與植物體的固碳關(guān)系非常密切［33］。由于互花米草具有較長的生長季、較大的葉面積指數(shù)、較高的凈光合作用速率和較大的地上、地下部分生物量，其固碳作用非常明顯［26］。另外，互花米草具有極高的地下生物量，而群落土壤的呼吸速率又較低，通過莖和土壤表面釋放的碳量很少，因此，互花米草可加速土壤中有機(jī)碳的積累，具有更高的固碳能力。

濕地雖然碳儲(chǔ)量很高，但是環(huán)境的變化極易影響該生態(tài)系統(tǒng)中原本穩(wěn)定儲(chǔ)存的碳。我們不得不承認(rèn)在開闊的濱海濕地，植物入侵對(duì)土壤有機(jī)碳的動(dòng)態(tài)影響是復(fù)雜的，并且還會(huì)受到潮汐、土壤有機(jī)物例如浮游植物沉淀和土壤質(zhì)量的影響。濱海濕地碳的匯源機(jī)制也較為復(fù)雜，潮來潮去的潮間帶為潮間帶的物種提供了間歇性的還原性環(huán)境，在這種環(huán)境中生長的互花米草能將基質(zhì)中產(chǎn)生的甲烷等溫室氣體通過其通氣組織排放出去［34］?；セ撞莞叩奶純?chǔ)量是其碳匯和碳源相互作用的結(jié)果，如果遭到破壞互花米草高的碳儲(chǔ)量可能成為一個(gè)高的碳源。

2 存在的問題及研究趨勢

近年來，我們已經(jīng)認(rèn)識(shí)到互花米草濕地生態(tài)系統(tǒng)的碳儲(chǔ)量很大，固碳能力很強(qiáng)，但是我國目前關(guān)于互花米草濕地碳儲(chǔ)量和固碳能力的研究都是集中在如閩江河口、長江口和蘇北濱海等區(qū)域，忽略了其他地區(qū)的互花米草，因此加強(qiáng)其他地區(qū)互花米草濕地碳儲(chǔ)量和碳匯的研究，有助于全面和正確認(rèn)識(shí)互花米草濕地生態(tài)系統(tǒng)的價(jià)值和意義。另外，土壤碳儲(chǔ)量研究的野外取樣深度不統(tǒng)一、取樣方法各樣，還沒有專門的濕地土壤取樣設(shè)備，導(dǎo)致不同學(xué)者對(duì)同一地區(qū)的碳儲(chǔ)量與固碳能力評(píng)估不同［26，35－36］，因此，研制用于互花米草土壤碳儲(chǔ)量取樣的儀器設(shè)備，制定統(tǒng)一的野外取樣方法和相應(yīng)的行業(yè)標(biāo)準(zhǔn)是當(dāng)務(wù)之急，以提高互花米草濕地碳儲(chǔ)量的實(shí)測精度。目前，對(duì)影響互花米草濕地碳循環(huán)的因子還未進(jìn)行系統(tǒng)的、綜合的研究，今后應(yīng)加強(qiáng)該領(lǐng)域的研究。

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