陳鷺真，潘良浩，邱廣龍

(1.廈門大學環(huán)境與生態(tài)學院，濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)教育部重點實驗室(廈門大學)，福建廈門 361102；2.廣西科學院廣西紅樹林研究中心，廣西紅樹林保護與利用重點實驗室，廣西北海 536000；3.復旦大學生物多樣性科學研究所，生物多樣性和生態(tài)工程教育部重點實驗室，上海 200438)

0 引言

2020年9月以來，習近平總書記在多次重要講話中提出：中國力爭在2060年前實現(xiàn)碳中和。2018年，《IPCC全球升溫1.5℃特別報告》提出碳中和(Carbon Neutrality)，即在規(guī)定時期內人為二氧化碳(CO2)移除在全球范圍抵消人為CO2排放時，可實現(xiàn)CO2凈零排放，等同于“CO2凈零排放”(Net zero CO2emissions)[1]。碳中和戰(zhàn)略不僅是全球氣候治理和構建人類命運共同體的重大需求，也是生態(tài)文明建設的內在需求。增匯，即增加自然生態(tài)系統(tǒng)的碳匯功能，是實現(xiàn)碳中和的兩條根本路徑之一。工業(yè)革命的兩百多年來，由于化石燃料的燃燒，溫室氣體大量排放，使大氣CO2濃度由工業(yè)革命前的280 μmol·mol-1(百萬分之一)上升到目前的將近420 μmol·mol-1[2]，并引起全球氣候變暖。濱海濕地(Coastal Wetlands)是地球上高效的碳匯，可以吸收和捕獲大氣中的CO2并在沉積物中長時間埋藏，有效緩解全球氣候變暖。以往的研究陸續(xù)對我國濱海濕地的碳儲量進行了估算，其碳匯和空間分布格局的研究也在不斷更新。本文將對近年來我國濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)的碳儲量、碳匯能力及其空間格局進行綜述，擬揭示濱海藍碳儲量和碳匯能力面臨的環(huán)境變化，探討我國濱海藍碳對減緩氣候變暖的貢獻。

1 藍碳定義和應用

2009年，聯(lián)合國環(huán)境規(guī)劃署(UNEP)、聯(lián)合國糧農組織(FAO)和聯(lián)合國教科文組織-政府間海洋學委員會(IOC-UNESCO)聯(lián)合發(fā)布《藍碳：健康海洋的固碳作用——快速反應評估報告》，提出“藍碳”(Blue Carbon)的定義，即由海洋生物捕獲的碳[3]，其特指那些由海洋和濱海生態(tài)系統(tǒng)從大氣中捕獲并永久埋藏在海洋沉積物中的碳。在狹義上，藍碳指儲存在紅樹林、潮間帶鹽沼和海草床的土壤、地上活生物質(葉、枝、干)、地下活生物質(根)和非活體生物質(如凋落物和枯死木)中的碳[3,4]，這部分碳也被稱為濱海藍碳(Coastal Blue Carbon)。

在全球領域，一般將陸地森林固定的碳稱為“綠碳”，用于評估陸地森林的固碳能力。與陸地生態(tài)系統(tǒng)中“綠碳”一樣，濱海藍碳是在幾年到幾十年的時間內被植物活體固定下來的碳。不同于陸地生態(tài)系統(tǒng)，濱海濕地沉積物中的碳可長時間封存(幾十年到千年尺度)，是巨大的碳庫[5]。由于潮汐淹水使濱海濕地的沉積物長期處于厭氧(甚至無氧)狀態(tài)，沉積物中好氧性微生物的分解速率遠低于陸地生態(tài)系統(tǒng)，因此，死亡的地下根系在厭氧環(huán)境中緩慢分解，成為儲存在沉積物中的有機質。這部分碳被稱為內源性碳。其次，海陸交錯帶的潮汐和地表徑流從臨近生態(tài)系統(tǒng)帶來的沉積物和有機碎屑，被濱海濕地植被的根系或冠層捕獲并固定下來，成為外源性的碳輸入，從而增加了濱海濕地的有機質埋藏。這兩個過程使濱海濕地比陸地生態(tài)系統(tǒng)具有更高的碳儲量和固碳效率[6]。因此，濱海濕地成為地球上的高密度碳匯之一，其在固定CO2和減緩大氣溫室氣體排放方面的功能已得到廣泛認識。雖然濱海濕地僅占地球表面積的0.1%，但是其單位面積固碳能力是陸地生態(tài)系統(tǒng)的6-10倍，其沉積物中埋藏的碳可能占海洋沉積物碳儲量的50%[7]，貢獻了全球1%-10%的海洋初級生產力[4]。若濱海濕地遭受破壞，其沉積物將釋放大量CO2到大氣中。

藍碳概念提出的十幾年來，濱海濕地的固碳功能已經得到廣泛認識，并從科學認識、政策制定到管理實踐，極大推動了國際和國家層面的藍碳行動計劃。目前，紅樹林、潮間帶鹽沼和海草床已納入《2006年IPCC國家溫室氣體清單指南的2013年補充版：濕地》[8]，并被美國和澳大利亞等國家采用。紅樹林也成為聯(lián)合國氣候變化框架公約 (UNFCCC) 認可的、參與清潔發(fā)展機制 (CDM) 碳證貿易的碳匯林[9]。2011年《海洋和海岸帶可持續(xù)發(fā)展藍圖報告》[10]提出了保護海洋生態(tài)系統(tǒng)、建立全球性藍碳市場的目標；通過保護和恢復濱海濕地來增加碳匯，并用于交易。未來，可通過發(fā)展藍碳基金、探索藍碳信用認證和鼓勵自愿碳市場等措施，使藍碳成為經濟杠桿，有效整合生態(tài)系統(tǒng)功能和減緩氣候變化的目標和需求，服務于我國2060 年的碳中和戰(zhàn)略。

2 我國濱海濕地的分布現(xiàn)狀

我國大陸海岸線曲折漫長，北起鴨綠江口，南至北侖河口，長約1.8×104km，經遼寧、河北、天津、山東、江蘇、上海、浙江、福建、廣東、廣西、海南等11個省(自治區(qū)、直轄市)。濱海濕地的總面積約為5.796×106hm2，包括淺海水域、淤泥質海灘、潮間帶鹽沼、紅樹林、潮下水生層、珊瑚礁等濕地類型，占全國濕地總面積的10.9%[11]。在狹義的藍碳定義中，藍碳生態(tài)系統(tǒng)包含紅樹林、濱海鹽沼和海草床等3種濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)。我國同時擁有這3種濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)，其中紅樹林主要分布在南方的亞熱帶和熱帶沿海；濱海鹽沼分布在溫帶到亞熱帶海域；海草床分布在溫帶到熱帶海域。3種濱海濕地類型在潮間帶的分布區(qū)和潮汐特征如圖1所示：紅樹林生長于平均海平面以上的潮間帶上[12]；海草床主要分布在低潮帶和潮下帶區(qū)域，分布的潮位相對紅樹林和鹽沼更低。在我國，3種濱海濕地在緯度上的分布格局如圖2所示[13-18]。

圖1 我國濱海濕地植被沿潮位的分布(主要參考文獻[12])

審圖號Drawing review NO.：GS(2020)4632

2.1 紅樹林

中國的紅樹林主要分布在南方沿海各省、自治區(qū)(海南、廣東、廣西、福建和浙江)及港澳臺地區(qū)，南起海南三亞的榆林港(18°19′N)，北至福建福鼎的沙埕港(27°20′N)；1957年秋茄被成功引種到浙江樂清(28°25′N)。 福建福鼎是我國紅樹林天然分布的北界，浙江樂清是人工引種的北界。群落類型包括秋茄(Kandeliaobovata)群落、白骨壤(Avicenniamarina)群落、秋茄-白骨壤混生群落、木欖(Bruguieragymnoihiza)群落、海蓮(Bruguierasexangula)群落、紅海欖(Rhizophorastylosa)群落、海桑(Sonneratiacaseolares)群落、正紅樹(Rhizophoraapiculata)群落等[13]。

根據國家林業(yè)和草原局的最新數(shù)據，我國紅樹林在過去10多年得到快速恢復。趙傳朋和秦承志[15]基于谷歌地球提供的優(yōu)于1 m分辨率的圖像，估算認為2019年我國紅樹林的總面積為21 148-24 801 hm2。

2.2 濱海鹽沼

中國的濱海鹽沼主要分布在沿海的遼寧到廣西各省區(qū)[17,18]，總面積為10.2-3 434.0 km2[11]。我國的濱海鹽沼類型最多、面積最大、分布最廣，包括灌叢和草叢鹽沼[如檉柳(Tamarixchinensis)群系，堿蓬(Suaedaspp.)群系]、草叢沼澤[如藨草(Scirpusspp.)群系]、禾草沼澤[如蘆葦(Phragmitesaustralis)群系、外來入侵植物互花米草(Spartinaalterniflora)群系]，以及燈芯草(Juncuseffusus)群系、香蒲(Typhaorientalis)群系等[18]。其中，蘆葦沼澤的分布最廣，僅遼河三角洲的蘆葦沼澤就達6.06×104hm2，且最南可以分布到香港米鋪濕地。堿蓬沼澤是我國北方典型的濱海濕地類型，在遼河三角洲面積達2 000 hm2，被譽為“紅地毯”。海三棱藨草沼澤廣泛分布于江蘇、浙江等地。外來植物互花米草已全面入侵我國的紅樹林和濱海鹽沼，形成單一優(yōu)勢群落，其植被面積已擴展到 5.52×104hm2[19]。

2.3 海草床

海草是生長在海洋中的顯花植物。大面積的連片海草被稱為海草床。我國主要有6個海草群系：鰻草(Zosteramarina)群系、海菖蒲(Enhalusacodoides)群系、泰來草(Thalassiahemprichii)群系、卵葉喜鹽草(Halophilaovalis)群系、日本鰻草(Zosterajaponica)群系、貝克喜鹽草(Halophilabeccarii)群系。我國海草面積約1.68×104hm2[16,20-28]，其中南海和黃渤海是我國海草的主要分布區(qū)[16]。在溫帶海域，例如河北曹妃甸、山東黃河口、天鵝湖等地，主要的海草群系為鰻草群系和日本鰻草群系[18]。在熱帶海域，例如海南沿岸及附屬島嶼，常見的海草群系為海菖蒲群系、泰來草群系和卵葉喜鹽草群系[16]。在亞熱帶海域，例如廣西、廣東和福建沿岸的潮間帶，常見的海草群系為卵葉喜鹽草群系、貝克喜鹽草群系和日本鰻草群系[16]。由于海草在潮間帶的分布潮位較低、淹水時間長，現(xiàn)代遙感技術對其空間分布的遙感數(shù)據判讀還不清晰，對其分布區(qū)域估算還存在差異。

3 濱海濕地的儲碳和固碳特征

藍碳生態(tài)系統(tǒng)是高效的碳匯。地球上每年捕獲的碳有55%是由海洋生物捕獲的，而濱海濕地植被的作用顯著[3]。受限于研究手段，以及缺乏地面長期監(jiān)測、實測站點稀疏等原因，現(xiàn)有濱海濕地儲碳和固碳能力評估的誤差很大。近十年來，我國學者整合歷史數(shù)據和部分實測數(shù)據(1-50年不等)，初步估算了我國濱海濕地藍碳的碳儲量和碳匯能力[29-33]，為藍碳儲量和碳匯估算提供了基礎。

3.1 紅樹林碳儲量和固碳能力

紅樹林是熱帶、亞熱帶海岸帶一種高生產力的生態(tài)系統(tǒng)，也是熱帶地區(qū)碳儲量最豐富的森林[34]。林鵬教授[13]在《中國紅樹林生態(tài)系》一書中指出了我國紅樹林的“三高”特性，說明紅樹林儲碳和固碳的高效性。

從碳儲量來看，全球尺度紅樹林地上生物量碳密度達6.6-250.8 Mg·C·hm-2(生物量為 16.6-627.0 Mg·hm-2，1 Mg=106g)，沉積物碳密度達283 Mg·C·hm-2[35,36]。其生物量固碳具有明顯的緯向特征：東南亞等熱帶區(qū)域生物量高，而亞熱帶區(qū)域生物量相對較低[37]；在我國大陸地區(qū)和臺灣地區(qū)都表現(xiàn)出類似的特征[38,39]。紅樹林沉積物有別于熱帶和亞熱帶陸地森林，潮間帶的低氧生境減緩了有機質的分解速率，使大量細根或枯枝落葉還未分解就形成泥炭被埋藏下來。因此，紅樹林沉積物是富碳的有機土，其有機質含量可超過20%，有機質的保存率高，礦化速率低[38,40-42]。在一些人為擾動小的地區(qū)，沉積物甚至可達3 m 深，有機碳儲量遠高于陸地森林(陸地森林土壤碳累積通常不超過30 cm)。紅樹林總碳的50%-90%存儲于地下的沉積物中[34,43]。據粗略估算，我國大陸地區(qū)紅樹林總碳儲量約為5.5 Tg·C (1 Tg=1012g)，其中，僅27%的碳源自植物生物量，而73%的碳存在于表層1 m土壤中[44]。土壤對紅樹林碳儲量的貢獻巨大。

從固碳能力看，紅樹林面積僅占全球陸地面積的0.1%，但其固碳量占全球總固碳量的5%[45]。紅樹林的植被和沉積物的固碳量大約是熱帶雨林的3-4倍[3]。在1997年出版的《中國紅樹林生態(tài)系》[13]一書中，基于海南東寨港、廣西英羅灣山口和福建九龍江口等為期6，5和11年的觀測，林鵬教授計算海蓮林、紅海欖林和秋茄林的初級生產力分別為29.5，15.4，23.5 Mg·hm-2·a-1，凋落物量分別為12.6，6.3，9.2 Mg·hm-2·a-1。綜合現(xiàn)有面積數(shù)據，我國紅樹林固碳速率約為0.22 Tg·C·a-1，生態(tài)系統(tǒng)碳埋藏速率為0.28 Tg·C·a-1[44]。

3.2 濱海鹽沼碳儲量和固碳能力

濱海鹽沼在我國的分布最廣，其儲碳和固碳能力在3類濱海濕地植被類型中也最強[32]。在低潮帶和中潮帶鹽沼中，地下儲碳是碳儲量的主要部分，地下儲碳通常占整個濱海鹽沼生態(tài)系統(tǒng)碳庫的65%-95%[46]。在高潮帶鹽沼中，地上生物量占總碳庫的比重更大。

Hu等[47]基于哨兵一號的時間序列數(shù)據和知識的自動決策樹分類器，繪制了10 m精度的2019年全國濱海鹽沼分布圖，面積為127 477.27 hm2。根據聯(lián)合國環(huán)境規(guī)劃署認可的全球鹽沼濕地遙感數(shù)據，我國鹽沼濕地的面積為 544 800 hm2[48]。全球鹽沼濕地沉積物的碳埋藏速率平均約為168 g·C·m-2·a-1[31]。初步估算，我國濱海鹽沼的碳匯量為0.21-0.91 Tg·C·a-1。

3.3 海草床碳儲量和固碳能力

海草床分布于除了南極洲以外的各大洲[49]，具有很高的初級生產力，在碳循環(huán)中具有重要的作用[5,50,51]。海草床能減少沉積物的再懸浮，不僅能夠儲存植物體固定的有機碳，還能捕獲和埋藏外源碳[52]。一般而言，海草床沉積物中的碳有50%是外源碳[53]。Fourqurean等[51]通過數(shù)據整合計算出全球海草生物量碳密度為0.61-7.29 Mg·C·hm-2，沉積物碳密度為23.6-372.4 Mg·C·hm-2(均值為194.2 Mg·C·hm-2，中值為139.7 Mg·C·hm-2)。在我國，海草床的碳密度要小得多，沉積物碳密度為(91.0 ± 28.9) Mg·C·hm-2(均值±95%置信區(qū)間，中值為43.6 Mg·C·hm-2)[32]。目前，對海草床碳埋藏速率的研究很有限(表1)，在全國尺度開展監(jiān)測十分有必要。

表1 我國濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)面積和固碳速率

然而，現(xiàn)有研究對我國濱海濕地的植被和沉積物碳儲量和碳匯能力缺乏系統(tǒng)觀測，區(qū)域的數(shù)據間缺乏一致性。未來的研究還需通過建立統(tǒng)一的監(jiān)測體系，獲得準確的全域尺度的碳儲量和固碳能力評估。

4 人類活動對濱海濕地固碳能力的影響

由于工業(yè)的發(fā)展和人口的增長，頻繁的人類活動使得世界上很多國家沿海地區(qū)的植被遭到嚴重破壞[54,55]。自1980年至2011年，全球已喪失約35%的紅樹林、29%的海草床和50%的濱海鹽沼[56]。近年來，全球許多地區(qū)的濱海濕地仍在持續(xù)性減少[57]。在我國，自20世紀50年代以來的圍海造田、圍塘養(yǎng)殖、毀林修建海岸工程和城市化的過程，造成鹽沼和紅樹林面積銳減；沿海地區(qū)歷次圍填海工程已嚴重擠壓濱海濕地的分布區(qū)[18]。海岸擠迫使現(xiàn)存紅樹林成為狹窄而破碎化的堤前紅樹林[58]。雖然2000年以來大規(guī)模的紅樹林恢復行動補償了喪失的紅樹林面積，然而，生物入侵、養(yǎng)殖污染等人為干擾依然導致紅樹林的嚴重退化[58]。

4.1 城市化和富營養(yǎng)化

隨著經濟發(fā)展和人口向沿海遷移，海濱城市成為全球經濟發(fā)展最迅速的區(qū)域。城市的發(fā)展促使一些區(qū)域的紅樹林成為“城市森林”或者“郊野公園”，例如深圳福田紅樹林和香港米鋪濕地，均可發(fā)揮生態(tài)系統(tǒng)服務功能。然而，城市化進程引起的富營養(yǎng)化、噪音污染、病蟲害等問題使紅樹林面臨退化。富營養(yǎng)化的水體一方面加速植物的生長固碳，另一方面又增加了土壤溫室氣體排放，對濱海濕地的碳匯功能的總體效應極為復雜[38]。富營養(yǎng)化還嚴重影響海草的生存現(xiàn)狀，造成海南文昌大片海草床退化[59]。養(yǎng)殖塘含氮磷有機物的排入，將改變沉積物的碳氮循環(huán)特征，增加甲烷(CH4)和氧化亞氮(N2O)等溫室氣體的排放[60]。因此，城市化進程和富營養(yǎng)化對濱海濕地帶來的影響極為顯著，兩者主要是通過改變生態(tài)系統(tǒng)的結構和功能，進而影響碳氮循環(huán)，改變?yōu)I海濕地的碳匯功能。

4.2 海堤和養(yǎng)殖塘的物理屏障

20世紀80年代開始的圍塘養(yǎng)殖大大侵占了最適宜紅樹林生長的中、高潮位區(qū)域，導致現(xiàn)有紅樹林成為林帶窄小、背靠海堤和養(yǎng)殖塘的堤前紅樹林。海堤限制了紅樹林的陸向演替，成為碳匯林恢復造林和退塘還林的物理屏障；并使得紅樹林生境片段化和退化。從20世紀80年代到2010年，我國鹽沼范圍總體損失59%，填海造陸(填海)是鹽沼損失最主要的驅動因素[61]。海平面上升使得濱海濕地受到海岸擠迫的強度不斷增加。在福建和廣東一帶，水產養(yǎng)殖業(yè)占當?shù)亟洕杖氲谋戎睾艽螅B(yǎng)殖塘成為濱海濕地修復的屏障。海堤和養(yǎng)殖塘等物理屏障通過影響和擠迫濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)，改變其健康的生態(tài)系統(tǒng)物質循環(huán)和能量流動，進而改變其儲碳和固碳特征。

4.3 生物入侵

原產于大西洋沿岸的互花米草自1979年引進我國以來，嚴重威脅從遼寧到廣東徐聞的廣大區(qū)域，占據了大量可供紅樹林后代繁育和利用的光灘，甚至產生劇烈種間競爭，改變鄉(xiāng)土鹽沼和紅樹林的演替格局[17,62]?；セ撞莸娜肭謱τ诠鉃┩寥捞紟炖鄯e有積極的促進作用，但其土壤固碳量低于紅樹林[63]?；セ撞萑肭趾２荽策€顯著改變了大型底棲動物的群落結構[64]。被認為是“生態(tài)系統(tǒng)工程師”的互花米草還具有生物地貌作用，將改變潮灘的地表高程、潮溝形態(tài)等地貌特征[65]。GIS和數(shù)學模擬證據表明：米草屬植物的入侵，可加速斑塊內部沉積和斑塊外部土壤侵蝕，改變區(qū)域地貌特征[66]。在福建漳江口，互花米草的入侵迅速提升紅樹林區(qū)的高程，并可能加速光灘的陸地化[67]。因此，入侵物種對地貌的影響也將導致生態(tài)系統(tǒng)碳庫的時空變化，改變原生濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)的碳源-匯關系。雖然互花米草是我國鹽沼的主要類型，其擴張會增加藍碳生態(tài)系統(tǒng)的面積，然而互花米草排放的非CO2溫室氣體，如甲烷或N2O的排放速率均高于被入侵的紅樹林區(qū)[68]，其緩解氣候變暖的功能還有待斟酌。

5 展望

綜上，我國濱海濕地藍碳的自然增匯潛力很大。雖然濱海濕地藍碳的潛力受限于生態(tài)修復的宜林地面積，但是濱海濕地藍碳的優(yōu)勢表現(xiàn)在單位面積的固碳效率上。而且，濱海濕地沉積物儲碳巨大，一旦受到破壞，儲存的碳將被釋放到大氣中。然而，我國濱海濕地的碳匯潛力缺乏系統(tǒng)觀測，觀測手段不足，觀測站位的較少，觀測的系統(tǒng)性不足，更缺乏統(tǒng)一的標準，這些問題都導致現(xiàn)有數(shù)據庫不全面。我國沿海地區(qū)是快速城市化的區(qū)域，這決定了該區(qū)域濱海濕地面臨更多元而復雜的人為干擾，例如來自城市化、富營養(yǎng)化、海岸擠迫和生物入侵的共同影響。以往研究雖提供了濱海濕地萎縮、功能退化、病害甚至死亡的證據；但生態(tài)系統(tǒng)固碳功能及其機制的還需進一步研究。特別是將人為干擾作為全球變化的主導因素，對濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯功能的演變開展系統(tǒng)性研究，將有助于預估未來藍碳生態(tài)系統(tǒng)效率。近年來，隨著藍碳不斷參與到碳交易、碳金融等領域，通過經濟杠桿帶動藍碳生態(tài)系統(tǒng)的保護和發(fā)展，藍碳碳匯的議題也從科學研究擴展到全球經濟領域。因此，從我國濱海濕地保護和修復的國家需求，以及碳中和的戰(zhàn)略出發(fā)，厘清我國濱海濕地儲碳和碳匯能力，了解其時空演變的規(guī)律，深入探討全球變化對濱海濕地碳匯能力的影響極為重要。