曹 瓊,黃佳芳,2,羅 敏,譚 季,仝 川*

濱海沼澤濕地轉化為養(yǎng)殖塘對其碳儲量的影響

曹 瓊1,黃佳芳1,2,羅 敏3,譚 季1,仝 川1*

(1.福建師范大學地理科學學院,濕潤亞熱帶生態(tài)-地理過程教育部重點實驗室,福建 福州 350007；2.福建師范大學,福建省植物生理生態(tài)重點實驗室,福建 福州 350007；3.福州大學環(huán)境與安全工程學院,福建 福州 350116)

以閩江河口為研究區(qū)域,配對采集蘆葦()濕地、短葉茳芏()濕地和互花米草()濕地的植物、土壤(0～100cm)及由其圍墾而成的水產養(yǎng)殖塘沉積物(0～100cm)樣品,測定其有機碳含量,計算生態(tài)系統(tǒng)碳儲量,并估算沼澤濕地圍墾造成的碳釋放量.結果表明,閩江河口蘆葦濕地、短葉茳芏濕地、互花米草濕地生態(tài)系統(tǒng)碳儲量分別為(152.85±8.88),(151.63±6.33),(155.85±10.82)Mg C/hm2,其轉化成的養(yǎng)殖塘沉積物碳儲量分別為(112.69±4.26),(128.24±15.81),(118.59±8.26)Mg C/hm2,轉化后生態(tài)系統(tǒng)碳儲量分別下降26.3%、15.4%和23.9%,引發(fā)的碳排放分別為(145.49±33.00),(120.66±26.49),(136.76±27.61)Mg CO2-eq/hm2.上述生態(tài)系統(tǒng)碳儲量下降的64%來自植物碳庫的損失,36%來自土壤碳庫的減少.濱海沼澤濕地圍墾為養(yǎng)殖塘明顯降低濱海濕地碳儲量,因此,退塘還濕生態(tài)恢復可對濱海濕地固碳增匯起到重要作用.

沼澤濕地；養(yǎng)殖塘；碳儲量；碳損失；閩江河口

研究表明,濱海濕地是世界上最有效的碳封存環(huán)境之一[1].盡管濱海濕地的面積在全球濕地總面積占比僅為3.4%[2],但其年均碳積累速率高達250～ 500g C/m2[3],濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)在全球碳循環(huán)等方面發(fā)揮重要作用[4].同時,濱海濕地又是脆弱的生態(tài)系統(tǒng),在全球范圍內伴隨著氣候變化及人類活動的增強,許多濱海濕地已被不可逆轉地開發(fā)或利用,面積不斷萎縮,造成生態(tài)系統(tǒng)服務功能的重大損失[5-6].中國自然岸線在70a時間內(1940～2012)下降至原先的40%左右,20世紀90年代以來,為適應發(fā)展需要,大量濱海濕地被圍墾為水產養(yǎng)殖塘,或經圍填海轉化為港口碼頭等其他土地利用方式[7].黃海和渤海地區(qū)圍填海等開發(fā)活動導致50a間潮灘濕地面積消失約65%[8].土地利用方式的轉變會直接影響土壤有機碳含量[9].濱海濕地轉變?yōu)轲B(yǎng)殖塘后自然植被的消失造成植物生產力的消失,進而造成土壤有機碳儲量的降低等[10-11].Kauffman[12-14]提出根據(jù)生態(tài)系統(tǒng)土地利用/覆蓋變化造成的碳儲量變化進而評估其造成的碳釋放量(Mg CO2-eq/hm2)的計算方法,根據(jù)紅樹林土壤頂部1m的生物量損失當量,墨西哥地區(qū)紅樹林轉化為牧牛場所產生的碳儲量損失保守估計為1464Mg CO2eq/hm2[12],加勒比海地區(qū)廢棄蝦塘的碳儲量僅為紅樹林碳儲量的11%,紅樹林轉化為養(yǎng)蝦塘的潛在碳釋放量為2244～3799Mg CO2eq/ hm2[13],巴西東北部紅樹林向蝦池轉化產生的平均潛在排放量為1390Mg CO2eq/hm2,紅樹林圍墾為養(yǎng)蝦塘導致的生態(tài)系統(tǒng)碳儲量損失達58%～82%,養(yǎng)蝦塘的建設造成的土壤碳流失相當于改造區(qū)域182a的土壤碳累積量[14].

目前的科學研究雖已對一些土地利用變化對生態(tài)系統(tǒng)碳庫的影響做了不少研究,但目前的研究內容主要集中在農田[15]、森林[16]、草地[17]等土地利用類型之間,或是紅樹林的土地利用變化[12-14],對沼澤濕地生態(tài)系統(tǒng)內部因產業(yè)結構調整和土地利用方式變化后土壤理化性質及有機碳儲量變化的研究還鮮見報道.其次,植物碳庫作為濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)碳庫中重要的一部分,在目前估算濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)碳庫的研究中仍未得到足夠的重視.因此,濱海沼澤濕地轉化為養(yǎng)殖塘對濱海生態(tài)系統(tǒng)碳庫的具體影響仍有待進一步研究.

閩江河口地處我國東南沿海,是中國亞熱帶區(qū)域代表性河口之一.受人類活動的影響,閩江口濕地被大量圍墾,其中很大部分轉化為水產養(yǎng)殖塘[18].本研究以閩江河口為研究區(qū),選取3種不同優(yōu)勢濕地植物群落形成的濱海感潮沼澤濕地,以及由它們圍墾轉化成的養(yǎng)殖塘,進行植物和土壤/沉積物采樣,陸地生態(tài)系統(tǒng)土壤有機碳含量和儲量的測定深度多設置為0～1m,這是因為土壤有機碳主要分布在0～ 1m深度范圍內[19].Jarvio等[20]開展的紅樹林轉化為養(yǎng)蝦塘對土壤有機碳儲量和碳排放量的影響研究也是基于IPCC設定的0～1m土壤深度,本研究土壤/沉積物的采樣深度也設定為0～1m.本研究通過測定和計算不同植物群落感潮沼澤濕地生態(tài)系統(tǒng)地上、地下植物碳庫、土壤碳庫及養(yǎng)殖塘沉積物碳庫,以期揭示感潮沼澤濕地圍墾成養(yǎng)殖塘后生態(tài)系統(tǒng)碳儲量的變化,為河口區(qū)退塘還濕固碳增匯及溫室氣體減排提供基礎數(shù)據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況和采樣點分布

以福建省閩江河口區(qū)作為研究區(qū)(圖1).閩江河口地處中亞熱帶和南亞熱帶海洋性季風氣候區(qū)的過渡區(qū).氣候溫暖濕潤,年平均氣溫為19.7℃,年降水日數(shù)的153d,年降水量約為1346mm[21].研究區(qū)的濕地土壤類型為濱海鹽土.閩江河口區(qū)內分布著不同植物群落占優(yōu)勢的濱海感潮沼澤濕地,主要包括短葉茳芏濕地、蘆葦濕地、互花米草濕地等,同時分布著大量的由以上沼澤濕地圍墾而成的水產養(yǎng)殖塘.本文中采用潮灘沼澤濕地與圍墾養(yǎng)殖塘配對采樣策略.潮灘沼澤濕地和對應的養(yǎng)殖塘(養(yǎng)蝦塘,養(yǎng)殖年限約為10a)的采樣點分布在閩江河口的鱔魚灘、瑯岐島和蝙蝠洲等地(圖1)

圖1 研究區(qū)地理位置及采樣點位置

1.2 植物樣品采集與群落特征調查

在閩江河口區(qū)分別選擇短葉茳芏濕地、蘆葦濕地和互花米草濕地的樣地各2個,以及分別由以上濕地圍墾轉化成的水產養(yǎng)殖塘樣地各2個,植物及土壤/沉積物采集時間為2019年9～10月.在每個沼澤濕地樣地內隨機選取3個1m×1m的樣方,共18個樣方,測定樣方內植物的株高、密度、蓋度等群落指標,用剪刀將樣方內的植物齊地面剪下,帶回實驗室,洗凈,將植物地上部分按莖、葉片、葉鞘、穗等不同器官進行分裝,105℃殺青30min后,70℃烘干72h后至恒重,計算各植物群落地上生物量.地上部分齊地剪下后,在每個樣方利用直徑為10cm的土鉆采集深度為100cm的土芯,以0～10,10～20,20～30,30～40,40～50, 50～70,70～100cm進行分層.分袋帶回實驗室,使用孔徑為1mm尼龍布將采集的土芯沖洗,收集其中的植物根系并洗凈,按不同深度進行分裝,于105℃殺青30min后,70℃烘干72h后至恒重,計算各植物群落濕地土壤不同深度的植物地下生物量.

1.3 土壤/沉積物樣品采集與基本理化性質測定

分別采集沼澤濕地樣方內土壤樣品,采樣深度和分層同植物根系.水產養(yǎng)殖塘沉積物樣品在每個養(yǎng)殖塘內分別隨機采集3個沉積物柱芯,共18個柱芯.采樣深度和分層同沼澤濕地樣地.采用pH400便攜式土壤pH計(Spectrum Technologies,美國)測定土壤/沉積物pH值,采用2265FS電導儀(Spectrum Technologies,美國)測定土壤/沉積物電導率;使用環(huán)刀法測定土壤/沉積物容重[22];用失重法在105℃烘干至恒重測定土壤/沉積物含水率[22].

1.4 有機碳含量測定

將植物地上各器官樣品及不同深度植物根系樣品研磨后,使用植物碳氮元素分析儀(VARIO ELIII,德國)測定植物有機碳含量.土壤/沉積物樣品帶回實驗室自然風干,去除碎石、植物根系等雜物,研磨后過100目篩,使用10%的鹽酸(HCl)洗除無機碳/碳酸鹽,直至無氣泡產生,再用蒸餾水洗酸至中性,風干后研磨備用[23-24],采用土壤碳氮元素分析儀(Elementar Vario MAX CN,德國)測定土壤/沉積物有機碳含量.

1.5 生態(tài)系統(tǒng)碳儲量的計算

沼澤濕地生態(tài)系統(tǒng)藍碳儲量是沼澤植被地上生物量碳庫、沼澤植被地下生物量碳庫和一定深度土壤有機碳庫的總和.

單位面積植被(地上和地下)碳庫的計算公式:

植被碳儲量=植被單位面積生物量′植物有機碳含量 (1)

一定深度、單位面積土壤有機碳庫的計算公式:

式中:T為單位面積、一定深度的(～層)碳儲量,Mg C/cm2;A為土壤剖面第層的碳密度,mg/cm3;d為第層厚度,cm.

碳密度的計算公式:

式中:M為第層土壤碳含量,mg/g.

1.6 沼澤濕地轉化為養(yǎng)殖塘后造成的碳釋放量的估算

基于IPCC報告以及文獻[12-14]提出的根據(jù)生態(tài)系統(tǒng)土地利用/覆蓋變化造成的碳儲量變化進而評估其造成的碳釋放量(Mg CO2-eq/hm2)的計算方法,估算潮汐沼澤濕地生態(tài)系統(tǒng)圍墾成養(yǎng)殖塘后其碳釋放量,碳儲量變化的具體計算公式如下:

式中:DCLU為土地利用變化引起的碳儲量變化值;DCAB為植物地上生物量碳儲量變化值;DCBB為植物地下生物量碳儲量變化值;DCSOC為土壤/沉積物有機碳儲量變化值.

為了便于與目前碳釋放研究的表達方式相一致,Kauffman等[12-14]將生態(tài)系統(tǒng)碳儲量變化造成的碳釋放進一步表征為二氧化碳排放量,表達為Mg CO2-eq/hm2,計算方法為將碳儲量變化值乘以3.67 (二氧化碳和碳的分子比),本研究也采用該方法.

1.7 數(shù)據(jù)處理與分析

在數(shù)據(jù)分析前,先進行正態(tài)分布檢驗和方差齊次性檢驗,不符合正態(tài)分布的數(shù)據(jù)采用log轉置后分析,采用SPSS 22.0軟件中獨立樣本檢驗分析濱海濕地圍墾前后土壤理化性質、植物碳儲量、土壤碳儲量等的差異.采用Tukey事后檢驗進行不同植物相同器官之間,相同植物不同器官之間有機碳含量,不同轉化方式間DCLU、DCAB、DCBB、DCSOC和釋放的差異分析.數(shù)據(jù)分析顯著性水平為=0.05,數(shù)據(jù)均以平均值±標準差的形式表示.

2 結果與分析

2.1 土壤/沉積物環(huán)境因子的變化

閩江河口蘆葦濕地0～100cm土壤pH值為(5.72± 0.69),含水率為(47.03±5.19)%,容重為(0.76±0.12)g/ cm3,電導率為(6.42±1.80)mS/cm;短葉茳芏濕地0～ 100cm土壤pH值為(5.42±0.33),含水率為(43.79± 4.12)%,容重為(0.79±0.10)g/cm3,電導率為(4.12± 0.50)mS/cm;互花米草濕地0～100cm土壤pH值為(6.72±0.71),含水率為(42.18±4.43)%,容重為(0.81±0.09) g/cm3,電導率為(5.76±1.41)mS/cm.3種植物群落沼澤濕地圍墾為養(yǎng)殖塘后土壤/沉積物環(huán)境因子發(fā)生顯著的變化(圖2).圍墾養(yǎng)殖塘沉積物pH值、容重、電導率顯著上升(<0.05),pH值上升至(7.14±0.28),容重上升至(0.90±0314)g/cm3,電導率上升至(9.08±2.52)mS/ cm,含水率顯著下降至(40.00± 6.05)%(<0.05).

圖2 不同潮汐沼澤濕地和圍墾養(yǎng)殖塘的土壤/沉積理化性質的比較

*表示數(shù)據(jù)在濱海濕地土壤和養(yǎng)殖塘沉積物間具有顯著差異(檢驗,<0.05)

2.2 植物生物量的分配

閩江河口濕地不同優(yōu)勢植物群落生物量構成有所不同.蘆葦濕地地上生物量76.17%來自植物莖器官、13.96%來自葉器官、5.66%來自植物鞘器官、4.22%來自植物穗器官;短葉茳芏98.19%地上生物量來自植物莖器官,其他植物器官總和不到地上植物生物量的2%;互花米草地上各器官(莖、葉、鞘和穗)分別占地上植物生物量的51.83%、30.12%、10.35%、7.69%(圖3).蘆葦?shù)叵律锪侩S深度增加逐漸減少,變化速度較均勻,變化范圍為(2.97～10.24)Mg/hm2;短葉茳芏和互花米草地下生物量聚表性較明顯,短葉茳芏56.51%地下生物量聚集在0～10cm土層內,變化范圍為(0.88～13.64) Mg/hm2,互花米草70.23%地下生物量聚集在0～20cm土層內,變化范圍為(1.70～19.22)Mg/hm2.

2.3 植物、土壤/沉積物有機碳含量的分布

如圖4所示,3個植物群落沼澤濕地土壤有機碳含量在0～100cm土層范圍內的變化趨勢為隨著深度的增加而降低.蘆葦濕地、短葉茳濕地、互花米草濕地土壤0～100cm土層有機碳含量范圍分別為(13.30～20.65), (15.04～20.38),(14.25～22.70)mg/g,平均值分別為(16.53± 1.65),(17.05±1.26),(16.53±2.13) mg/g.蘆葦、短葉茳芏、互花米草3種沼澤濕地轉化成的養(yǎng)殖塘沉積物有機碳含量隨深度變化不明顯,其變化范圍分別為(10.84～ 15.83),(9.45～17.81),(10.37～14.88)mg/g,平均值分別為(13.30±1.31), (13.72±2.17),(12.87±1.91) mg/g(圖4a、b、c).養(yǎng)殖塘沉積物有機碳含量與其圍墾前的潮灘沼澤濕地有機碳含量差值表現(xiàn)為表層差值大,底層差值小,兩者的差值呈現(xiàn)隨深度的增加而減小的趨勢(圖4d、e、f).

圖4 不同潮汐沼澤濕地與圍墾養(yǎng)殖塘的土壤/沉積物有機碳含量的比較

圖5 不同植物各器官機碳含量

如圖5所示,蘆葦各植物器官有機碳含量(根、莖、葉、鞘、穗)均值分別為405.91,431.13,430.24, 398.97,434.21mg/g;短葉茳芏各植物器官有機碳含量(根、莖、葉、鞘、穗)均值分別為398.20,396.71, 409.36,399.38,437.42mg/g;互花米草各植物器官有機碳含量(根、莖、葉、鞘、穗)均值分別為387.41, 415.54,402.44,411.60,439.40mg/g.整體而言,不同植物相同器官間有機碳含量差異不顯著(>0.05),相同植物不同器官間有機碳含量差異也不顯著(>0.05).

2.4 濱海沼澤濕地轉化為養(yǎng)殖塘造成的碳儲量變化

潮灘沼澤濕地圍墾前后生態(tài)系統(tǒng)碳儲量具有顯著差異(<0.05).蘆葦濕地生態(tài)系統(tǒng)有機碳儲量為(152.85±8.88)Mg C/hm2,其中植物有機碳占生態(tài)系統(tǒng)有機碳儲量的17.12%;植物有機碳儲量69.50%來自地下植物生物量,30.50%來自地上植物生物量(圖6a).蘆葦濕地圍墾成的養(yǎng)殖塘的沉積物有機碳儲量為(112.69±4.26)Mg C/hm2,相較蘆葦濕地土壤有機碳儲量(126.16±6.01Mg C/hm2)有所減少,與蘆葦濕地生態(tài)系統(tǒng)碳儲量相比,圍墾成的養(yǎng)殖塘沉積物有機碳儲量減少了26.28%.

閩江河口短葉茳芏濕地生態(tài)系統(tǒng)有機碳儲量為(151.63±6.33)Mg C/hm2,其中植物有機碳占生態(tài)系統(tǒng)有機碳儲量的11.32%;植物有機碳儲量57.37%來自地下生物量,42.63%來自地上植物生物量(圖6b).短葉茳芏濕地圍墾成的養(yǎng)殖塘的沉積物有機碳儲量為(128.24±15.81)Mg C/hm2,相較短葉茳芏濕地土壤有機碳儲量(134.47±8.59Mg C/hm2)有所減少,與短葉茳芏濕地生態(tài)系統(tǒng)碳儲量相比,圍墾成的養(yǎng)殖塘沉積物有機碳儲量減少15.43%.

圖6 不同潮汐沼澤濕地與圍墾養(yǎng)殖塘的有機碳儲量的比較

閩江河口互花米草濕地生態(tài)系統(tǒng)有機碳儲量為(155.85±10.82)Mg C/hm2,其中植物有機碳占生態(tài)系統(tǒng)有機碳儲量的17.21%;植物有機碳儲量75.13%來自地下生物量,24.87%來自地上植物生物量(圖6c).互花米草濕地圍墾成的養(yǎng)殖塘的沉積物有機碳儲量為(118.59±8.26)Mg C/hm2,相較互花米草濕地土壤有機碳儲量(129.03±8.47)Mg C/hm2有所減少,與互花米草濕地生態(tài)系統(tǒng)碳儲量相比,圍墾成的養(yǎng)殖塘沉積物有機碳儲量減少23.91%.

2.5 濱海沼澤濕地轉化為養(yǎng)殖塘造成的碳釋放

閩江河口蘆葦濕地、短葉茳芏濕地和互花米草濕地圍墾為養(yǎng)殖塘導致的碳損失分別為(39.64± 8.99),(32.88±7.22),(37.26±7.52)Mg C/hm2(表1),將碳轉化為CO2形式,則碳釋放量相當于(145.49±33.00), (120.66±26.49),(136.76±27.61)Mg CO2-eq/hm2,其中大部分釋放的碳來源于自然植被的消失,蘆葦濕地、互花米草濕地、短葉茳芏濕地自然植被的消失分別引起66.00%、52.20%、71.97%的CO2釋放,其余34.00%、47.80%、28.03%的排放量來源于土壤.沼澤濕地轉化為養(yǎng)殖塘后植物地上生物量碳儲量的變化、植物地下生物量碳儲量的變化和土壤/沉積物有機碳儲量的變化及其各自造成的碳釋放量見表1.不同沼澤濕地轉化為養(yǎng)殖塘引起的碳儲量及碳釋放量變化差異不顯著性.

表1 沼澤濕地轉化為養(yǎng)殖塘引起的碳儲量變化及相應的碳釋放量

注:同一列中不同小寫字母表示不同轉化間差異顯著,<0.05.

3 討論

3.1 濱海潮灘沼澤濕地生態(tài)系統(tǒng)藍碳碳庫

本文中,閩江河口蘆葦濕地、短葉茳芏濕地、互花米草濕地生態(tài)系統(tǒng)藍碳儲量分別為(152.85± 8.88),(151.63±6.33),(155.85±10.82)Mg C/hm2,整體平均生態(tài)系統(tǒng)碳儲量為(153.44±8.53)Mg C/hm2.與我國其他地區(qū)的潮灘沼澤濕地,如長江口崇明東灘[25]、黃河口[26-28]、鹽城[29]、廣西大風河口[30]相比,閩江河口潮灘沼澤濕地生態(tài)系統(tǒng)碳儲量均處在較高水平.但低于IPCC公布的全球潮汐鹽沼生態(tài)系統(tǒng)碳儲量平均水平(255Mg C/hm2)[31].

閩江河口沼澤濕地植被平均碳儲量為(23.38± 6.24)Mg C/hm2,對比我國鹽城濱?；セ撞轁竦刂参锾純α繛?2.40Mg C/hm2[29]、黃河三角洲蘆葦濕地植物碳儲量4.90Mg C/hm2[32],閩江河口沼澤濕地植被碳儲量處于較高水平.閩江河口不同植物群落各植物器官(莖、葉、鞘、穗、根)之間含碳量并無顯著差異(>0.05),閩江河口沼澤濕地植物碳庫在不同器官間的分配主要由生物量在不同器官內的分配所決定.

蘆葦和互花米草均為多年生禾本科植物,植株高,凈光合作用速率高并具有較大的生物量,其固碳作用比較明顯.地下根莖部分是閩江河口蘆葦濕地和互花米草濕地植被碳儲存的主要場所,于彩芬等[33]研究也表明互花米草地下植物碳儲量是地上植物碳儲量的4倍以上,此外,本研究中蘆葦植株碳儲量分配的結果與梅雪英等在長江口崇明東灘研究得出的蘆葦濕地植物碳儲量分配的結果十分接近[34].短葉茳芏作為莎草科植物,地下根系較不發(fā)達,近60%的地下生物量集中在0～10cm范圍土壤,表聚現(xiàn)象顯著.由于濕地植物根系產生的分泌物和有機質是濕地土壤有機碳的主要來源,短葉茳芏植物根系向土壤深處延伸能力較弱不僅使自身植物有機碳庫小于蘆葦和互花米草,也在一定程度上降低了短葉茳芏土壤有機碳儲量,這也證明植物生物量是影響河口濕地沉積物有機碳含量及儲量的一個重要因素.

濱海潮灘沼澤濕地生態(tài)系統(tǒng)藍碳碳儲量主要集中在土壤碳庫,本研究中3個沼澤濕地植物碳庫所占比例僅為12.76%～20.79%.植物碳庫所占比例較小,這與多數(shù)沼澤濕地的研究結果相同[25,30].國內外較多數(shù)研究關注了沼澤濕地土壤碳庫[28,35-37].本研究中閩江河口潮灘沼澤濕地土壤碳庫平均為(130.06±7.98)Mg C/hm2,高于國內長江口[25]、黃河口[27-28]、鹽城濱海沼澤[29]等研究區(qū)域,與國外相關研究相比,低于澳大利亞西部10個溫帶河口沼澤和墨西哥灣的研究結果[38-39],與德國易北河口及阿拉伯聯(lián)合酋長國58個河口相比,本研究中碳儲量在其數(shù)值范圍內[36,39](表2).本研究中不同植物群落沼澤濕地土壤剖面有機碳含量都在表層(0～10cm)出現(xiàn)最大值,且隨土壤加深而減少,這一結果與國內其他濱海沼澤的研究結果相似.大豐濱?；セ撞菡訚蓾竦赝寥烙袡C碳含量隨深度增加而遞減[40].崇明東灘的蘆葦群落、混生植物群落下土壤有機碳也隨深度增加不斷遞減[25].本研究中短葉茳芏濕地土壤有機碳含量隨深度增加的變化趨勢較為和緩,Yuan等[25]研究發(fā)現(xiàn)莎草科植物濕地土壤有機碳儲量隨深度增強的變化也不明顯.Jobbagy等[41]的研究指出地下生物量是土壤有機碳含量變化的重要原因之一,植物根系的分布會影響土壤有機碳的垂直分布,大量死根的腐解歸還為土壤提供了豐富的碳源,因此在植物根系分布最密集處有機碳含量往往也較大,此外,土壤表層的凋落物往往也比較多,使得土壤有機碳累積量增大.

表2 不同濱海沼澤濕地生態(tài)系統(tǒng)藍碳儲量

注:土壤碳儲量后括號內的數(shù)據(jù)為土壤深度.

3.2 濕地圍墾對土壤/沉積物環(huán)境因子的影響

濱海沼澤濕地轉化為養(yǎng)殖塘后土壤/沉積物pH值、容重、電導率顯著上升,土壤/沉積物含水率顯著下降.閩江河口沼澤濕地土壤呈弱酸性,圍墾后沉積物呈中性至弱堿性.Jayalath等[42]在實驗室條件下開展模擬實驗,對濕地土壤投加不同種類的有機物,研究發(fā)現(xiàn)土壤中有機物含量的增加可以刺激硫酸鹽還原反應,使土壤pH值升高.養(yǎng)殖塘在養(yǎng)殖過程中投放的餌料中富含大量有機質[43],未被食用的殘餌經過分解在表層沉積物中蓄積[44],這可能是造成圍墾后養(yǎng)殖塘沉積物pH值明顯上升的主要原因.潮灘沼澤濕地轉化為養(yǎng)殖塘導致土壤壓實,從而導致土壤/沉積物容重增加和孔隙度降低.Batey等[45]的研究也表明,自然植被的消失會造成土壤體積密度增加、土壤孔隙度降低、滲透率和導水率降低,本研究結果進一步證明以上結論.養(yǎng)殖塘沉積物電導率顯著高于潮灘沼澤濕地,即圍墾使土壤鹽度顯著增高,原因可能是:一方面,養(yǎng)蝦過程中引入了海水中的鈣、鎂、鉀、鈉等元素,缺乏潮水沖刷和蒸發(fā)使得鹽分在沉積物種殘留引發(fā)鹽結晶和積累[46-47];另一方面,在養(yǎng)殖過程中,隨著餌料等物質的連續(xù)投入,大量的殘餌和對蝦的排泄代謝物直接排入水中,使營養(yǎng)鹽和有機質在水體及底泥中不斷富集,易形成富營養(yǎng)化的養(yǎng)殖環(huán)境[48].潮灘沼澤濕地圍墾為養(yǎng)殖塘,土壤pH值、容重、含水率和電導率都發(fā)生了顯著變化,表明土壤環(huán)境因子對土地利用變化的響應十分敏感.

3.3 濱海沼澤濕地土壤與養(yǎng)殖塘沉積物的碳含量和碳儲量的比較

Wasige等[49]為尋找影響土壤有機碳含量的主控因子,以盧旺達南部濕潤地區(qū)為研究區(qū)域開展了相關研究,結果表明,土壤有機碳含量與土地利用類型相關性最高.趙娣[50]對南四湖區(qū)土地利用變化對土壤有機碳的影響研究也得到了類似結果.有研究認為沼澤濕地轉變?yōu)轲B(yǎng)殖塘后,相對于沼澤濕地表層土壤,養(yǎng)殖塘表層沉積物有機碳含量顯著增加.一方面,濱海濕地干濕交替的環(huán)境相對易于有機質分解,而養(yǎng)殖塘長期處于淹水環(huán)境中,厭氧的環(huán)境抑制了沉積物有機質的分解.另一方面,大量富含有機質的餌料未被食用,經分解后蓄積在養(yǎng)殖塘表層沉積物中[51],然而,本研究中3個沼澤濕地圍墾為養(yǎng)殖塘后,養(yǎng)殖塘表層沉積物有機碳含量顯著低于沼澤濕地表層土壤有機碳含量(圖4).閩江河口感潮沼澤濕地轉化為養(yǎng)殖塘造成生態(tài)系統(tǒng)藍碳碳庫減少了21.90%,消失的碳庫中63.89%來自綠色植被的消失引起的植被碳庫的消失,36.11%來自土壤碳庫有機碳的減少.然而,本研究中沼澤濕地圍墾為養(yǎng)殖塘造成的閩江河口區(qū)濕地生態(tài)系統(tǒng)碳損失有可能被低估.Suárez-Abelenda等的研究結果發(fā)現(xiàn),圍墾活動還會影響?zhàn)B殖塘以外的碳動態(tài),養(yǎng)殖塘排放廢水對周圍沼澤濕地的土壤有機碳儲存有顯著影響,未受養(yǎng)殖塘廢水排放影響的濱海沼澤濕地0～40cm深度土壤有機碳儲量較暴露于廢養(yǎng)殖塘廢水排放影響的濱海濕地高出2.2倍[52].總之,濱海沼澤濕地圍墾為水產養(yǎng)殖塘后將造成濱海區(qū)域濕地生態(tài)系統(tǒng)的碳匯及碳中和功能下降,因此,退塘還濕生態(tài)恢復是一項十分緊迫的任務.

4 結論

4.1 閩江河口蘆葦濕地、短葉茳芏濕地、互花米草濕地生態(tài)系統(tǒng)均具有很高水平的濱海濕地藍碳碳庫,3個沼澤濕地生態(tài)系統(tǒng)碳儲量平均值為(153.44± 8.53)Mg C/hm2;濱海沼澤生態(tài)系統(tǒng)藍碳碳庫的組成主要以土壤碳庫為主,土壤碳儲量(130.60±7.98)Mg C/hm2占生態(tài)系統(tǒng)總碳儲量的84.76%,植物碳儲量僅占生態(tài)系統(tǒng)總碳儲量的15.24%.

4.2 在閩江河口區(qū),與潮灘沼澤濕地生態(tài)系統(tǒng)藍碳碳儲量相比,由其圍墾轉化成的養(yǎng)殖塘沉積物碳儲量減少21.90%,減少碳儲量的63.89%來自綠色植被的消失,36.11%來自土壤碳庫有機碳的減少.灘沼澤濕地圍墾為養(yǎng)殖塘,土壤pH值、容重、含水率和電導率均發(fā)生顯著變化,其原因很可能是圍墾造成了水環(huán)境的變化及養(yǎng)殖過程中飼料的投入及魚蝦的排泄物的沉積.

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Effect of conversion of coastal marsh into aquaculture ponds on ecosystem carbon stocks in the Min River estuary.

CAO Qiong1, HUANG Jia-fang1,2, LUO Min3, TAN Ji1, TONG Chuan1?

(1.Key Laboratory for Humid Subtropical Eco-geographical Processes of the Ministry of Education, School of Geographical Science, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China；2.Fujian Provincial Key Laboratory for Plant Eco-physiology, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China；3.College of Environment and Safety Engineering, Fuzhou University, Fuzhou 350116, China)., 2022,42(3)：1335～1345

In order to scientifically assess the impact of land use/land cover changes on blue carbon pool of coastal tidal marsh, it is valuable to determine the changes of ecosystem carbon stock following conversion of coastal marsh to aquaculture ponds. In the Minjiang River estuary zone, we collected the samples of the aboveground and belowground plants, and the soils(0～100cm) from theandmarshes, and the top 100cm sediment ofthe aquaculture ponds reclaimed from above three different marshes. The organic carbon content of plants, and soil / sediment samples were measured. The blue carbon storage ofmarsh ecosystem,marsh ecosystem andmarsh ecosystem was (152.85±8.88), (151.63±6.33), and (155.85±10.82)Mg C/hm2, respectively,and the sediment carbon storage of the aquaculture ponds was (112.69±4.26),(128.24±15.81), and (118.59±8.26)Mg C/hm2, respectively.The blue carbon storage ofmarsh ecosystem,marsh ecosystem andmarsh ecosystem decreased by 26.3%, 15.4%, and 23.9%,respectively, resulting in (145.49±33.00), (120.66±26.49), and (136.76±27.61)Mg CO2-eq/hm2carbon emissions. Our results showed that conversion of coastal marsh into aquaculture ponds greatly decreasedecosystem carbon storage. We suggested that ecological restoration of aquaculture pond into marsh ecosystem will play an important role in coastal wetland carbon sequestration.

tidal marsh；aquaculture pond；carbon stock；carbon loss；Min River estuary

X131

A

1000-6923(2022)03-1335-11

曹 瓊(1995-),女,福建南平人,福建師范大學碩士研究生,主要從事濕地生物地球化學循環(huán)研究.

2021-08-11

福建省林業(yè)科技項目(201916,2021FKJ30);福建省自然科學基金資助重點項目(2019J02008);國家自然科學基金資助項目(41877335, 41801070)

*責任作者, 教授, tongch@fjnu.edu.cn