土地利用变化对盐城滨海湿地土壤有机碳库的影响

许振，左平，王俊杰，杜进进

（1.南京大学 海岸与海岛开发教育部重点实验室，江苏 南京 210093；2.南京大学 地理与海洋科学学院，江苏 南京 210093；3.江苏盐城国家级自然保护区，江苏 盐城 224333）

湿地是介于陆地和水体间的一种过渡生态类型，在碳的储存中起着重要作用。尽管其面积仅占地球陆地面积的2%～3%，但储存的碳库却占到陆地土壤碳库的18 %～30 % （Kimble et al，2003；Smith et al，2004）。人类活动引起的土地利用变化造成的碳排放仅次于化石燃料燃烧对大气CO2含量增加的贡献，约占1/4（IPCC，2007）。将湿地转变为耕地或用于其它目的而被排干开垦（Armentano et al，1986；Bridgham et al，2006） 是常见的土地利用类型转变方式之一，也是人类活动对湿地的重大影响之一。对湿地碳库动态和通量的研究是理解湿地生态系统对气候变化响应最基础和最重要的议题之一（Burkett et al，2000）。

滨海湿地是陆地、海洋和大气之间各种过程相互作用最活跃的过渡带，随着社会进步和人类文明发展，人类对资源的需求不断增加，对滨海湿地的影响也越来越大。江苏盐城滨海湿地以其典型性成为中国乃至世界为数不多的淤泥质滨海湿地区域之一（李杨帆等，2005）。随着沿海经济的快速发展，滨海滩涂的开发利用也逐渐提上日程。2008年《国务院关于进一步推进长江三角洲改革开放和经济社会发展的指导意见》中明确把盐城的发展空间融入到长三角一体的区域空间（国发（2008） 3号），2009年国务院审议通过了《江苏沿海地区发展规划》，江苏沿海开发上升为国家发展战略，规划中强调的两个发展重点之一就是促进海域滩涂资源合理开发利用。

因此，本文通过分析近20 多年来盐城滨海湿地土地利用变化，收集不同土地利用/覆盖变化下表层土壤有机碳储量数据，定量估算土地利用变化对盐城滨海湿地有机碳库的影响，以掌握这一重要湿地生态系统对人类活动的响应，也为合理开发、利用、保护盐城滨海湿地提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

研究区域为盐城滨海湿地，与调整前的江苏盐城国家级珍禽自然保护区重合（2007年前）。东临黄海，位于北纬32°20′-34°37′，东经119°29′-121°16′之间（图1）。地理范围包括盐城沿海5 个县（市），响水、滨海、射阳、大丰、东台的潮间带滩涂、港河口、部分潮下带，以及由堤内的耕作农田向堤外滩涂过渡区的苇鱼塘、盐场等。

图1 盐城滨海湿地位置图 [据冯志轩等（2007） 改绘]

1.2 土地利用变化数据

选用1987、1992、1997、2002、2007年共5个时相的Landsat 数据，根据1976年国家测绘局测绘的1：50 000 地形图配准，提取土地利用的时空变化信息（图2）。数据处理程序请参考文献（左平等，2012）。本文的基本土地利用变化数据如表1 所示（左平等，2012）。

表1 近20年来盐城滨海湿地景观类型面积变化（km2）

图2 1987-2007年间盐城滨海湿地土地利用变化

1.3 碳储存量和固碳能力计算

单位面积土壤有机碳储量的计算公式可以表达为（高建华等，2007）：

其中：Cz 为z 层土壤有机碳含量（g·kg-1），ρ 为土壤容重（g·m-3），H 为土壤剖面深度（m），C 即为单位面积土壤有机碳储量（g·m-2）。亦即，单位面积土壤有机碳储量等于各层土壤有机碳储量的总和。

但在实际操作中，为了方便，往往取代表性层位土壤样品进行测定（如五点取样法），以各个代表性层位土壤参数的平均值来估算整个土壤剖面的有机碳储量（Pan et al，2004；Liu et al，2007）。因此，在本研究中，表层土壤（0～20 cm） 有机碳储量的计算即可以简化为：

其中，Cz′为表层土壤有机碳平均含量，ρ′为表层土壤平均容重，H′= 0.2 m，C 即为单位面积0～20 cm 土壤有机碳储量。

不同土地利用类型碳储存量：

其中：Q 不同土地利用类型碳储存量，C 为单位面积土壤有机碳积累量，S 为该土地利用类型面积。

对自然状态下的滨海湿地来说，有机质的来源一是浮游和底栖生物等（海源），二是本地植物（陆源），而本地植物的输入一部分来源于植物死亡的地下根茎，另一部分来源于植物地上部分的枯落生物量。在潮滩不同部位，由于高程、潮汐作用和植被覆盖等的不同，土壤有机质的来源组成不同（高建华等，2005）。

滨海湿地的固碳能力可以通过有机碳埋藏速率来表示和估算。理想状况下，在一个稳定淤积的滨海湿地中，每一年的湿地土壤剖面均可以看做两部分：上部为当年新增的土壤，下部为老的土壤；对不同年份来说，下部老的土壤所经历的的碳循环过程相似，碳收支量相近，上部当年新增土壤中的有机碳可视为土壤剖面每年增加的有机碳。

不同土地利用类型下有机碳埋藏速率的计算公式（Gao et al，2012）：

式中：ω 为滩面沉积速率，ρ 为表层土壤容重，Cz不同植被覆盖下表层土壤有机碳浓度。

利用表2 中所示的文献数据，结合公式、计算不同土地利用类型下表层土壤碳储存量；利用公式计算土壤固碳能力。獐茅滩和稻油轮作农田单位面积表层土壤有机碳积累量数据根据康健等（2012）给出，农田固碳能力根据人工耕作3年造成的土壤有机碳增加量估算土壤固碳能力。

表2 盐城滨海湿地不同土地利用类型表层土壤相关参数

2 结果与分析

2.1 不同土地利用类型下表层土壤有机碳储量

研究区内0-20 cm 土层有机碳密度占整个剖面的54.6%～75.8%（康健等，2012），因而认为土壤有机碳储量主要集中在土壤表层（0～20 cm）。根据近20年来盐城滨海湿地类型面积变化和不同土地利用类型下表层土壤单位面积有机碳积累量，估算出近20年盐城滨海湿地不同土地利用类型表层土壤有机碳储量（表3）。

1987年，各种土地利用类型中光滩的表层土壤有机碳储量最多，为8.90×105t，其次为碱蓬滩、獐茅滩、农田和芦苇滩，碳储量分别为3.99、3.62、3.56 和1.29×105t，互花米草滩碳储量最少，仅0.01×105t。1992年，农田碳储量超过碱蓬滩和獐茅滩，达5.39×105t，光滩碳储量（8.18×105t）仍最多，互花米草滩碳储量（0.20×105t） 仍最少。1997年，农田碳储量为7.37×105t，居各种土地利用类型碳储量首位，互花米草滩碳储量0.93×105t仍最少。2002年，各种土地利用类型表层土壤有机碳储量，农田（7.46×105t） ＞碱蓬滩（2.09×105t） ＞互花米草滩（1.99×105t） ＞芦苇滩（1.18×105t） ＞光滩（1.13×105t） ＞獐茅滩（0.68×105t）。2007年，獐茅滩在遥感影像中已解译不出，面积为0，故其碳储量为0，农田碳储量10.85×105t，光滩碳储量3.35×105t，互花米草滩碳储量（1.95×105t） 超过碱蓬滩（1.61×105t） 和芦苇滩（1.22×105t）。

表3 近20年盐城滨海湿地不同土地利用类型表层土壤有机碳储量变化

2.2 不同土地利用类型土壤固碳能力

土壤固碳能力：农田＞互花米草滩＞碱蓬滩＞芦苇滩＞光滩（表4）。盐城滨海湿地年固碳量达1.86×105t/a，而整个湿地面积1 821.75 km2（2007年数据，獐茅滩面积0），所以整个湿地平均固碳速率达0.102 kg/m-2·a-1，远高于江苏地区过去20年（1982-2004年） 的平均固碳速率0.016 kg/m-2·a-1（Liao et al，2009） 和我国农田的平均固碳能力0.015 kg/m-2·a-1（Xie et al，2007）。

表4 盐城滨海湿地不同土地利用类型土壤固碳能力

可见，在盐城滨海湿地，无论是对碳储量，还是对固碳能力，互花米草滩和农田都是影响表层土壤有机碳库的两个主要因素。

2.3 1987-2007年盐城滨海湿地的年度碳储量变化

总体来说，盐城滨海湿地近20年来呈现出自然湿地减少、人工湿地增加的趋势（图3），表层土壤有机碳储量1992年较1987年略有增长，1992-2002年间表层土壤有机碳储量大幅下降，降幅达33.3%，2002-2007年间又大幅增加，增幅达30.5%。

图3 近20年盐城滨海湿地面积和总碳储量变化

图4 近20年盐城滨海湿地不同土地利用类型碳储量比例变化

从近20年盐城滨海湿地不同土地利用类型碳储量占总碳储量比例来看（图4），农田碳储量所占比例不断增加，从1987年16.7 %上升至2007年57.2%；互花米草滩碳储量也逐年增加，1987年仅占总碳储量0.04 %，到2002年时达到最大13.7%；碱蓬滩碳储量自1997年以来有减少趋势，2007年较1997年下降55.4%；茅草滩碳储量占总储量比例不断减小；芦苇滩碳储量占总储量比例6.0～8.1%，变化较小。至2007年，互花米草和农田面积约占湿地总面积43.6%，二者碳储量占总碳储量近75%。

1987-1992年间碳储量增加，主要是由于农田面积的增长；自然湿地（尤其是光滩） 面积的大幅减少是1992-2002年间碳储量大幅减少的主要原因；2002-2007年间，农田面积大幅增大，自然湿地中茅草滩、芦苇滩、碱蓬滩、互花米草滩面积均减少，但光滩面积大幅增长，使得湿地总碳储量有所增加（表5）。其中，1997年之前互花米草滩面积较小，1997-2002年间，互花米草滩面积增加一倍以上，期间农田面积增长较小，而其他类型自然湿地面积均大幅减少，但碳储量减少幅度大大小于1992-1997年间，可见互花米草入侵和大面积增长后对提高湿地碳储量有重要作用。

表5 1987—2007年间盐城滨海湿地面积及碳储量变化幅度

3 讨论

3.1 围垦造田与滨海湿地碳储存

在盐城滨海湿地，围垦初期的农田具有较大的固碳速率，这与内陆的淡水湿地相反。近50年三江平原和诺尔盖的沼泽湿地围垦后有机碳损失可高达原含量的80%～90%，湿地甚至由碳汇转变为碳源；长江中下游的湖泊湿地，围垦后有机碳的降低幅度在30%以下（郑聚锋等，2011）。这可能是由于滨海湿地土壤（茅草地） 初始有机碳含量低，开垦为农田后土壤有机碳含量升高，而内陆淡水湿地初始有机碳含量高，开垦为农田后有机碳损失造成。

尽管盐城滨海湿地围垦初期的农田具有较大的固碳速率，但随着围垦年限的增加，土壤有机碳库的动态变化如何还有待于进一步的研究（康健等，2012）。土壤有机碳库能否继续增长，除取决于有机物质的初始含量和进入量外，还取决于土壤有机碳库的饱和状态（李忠佩等，2002）。土壤对有机碳的固定能力与气候因素、土壤结构、土地利用类型、耕作方式等有关，当土壤有机碳库接近饱和状态时，土壤有机碳含量将保持稳定。

3.2 互花米草入侵与滨海湿地碳储存

互花米草滩表层土壤（0～20 cm） 有机碳积累量较碱蓬滩提高62.9%。互花米草作为C4 植物，与C3 植物碱蓬相比，具有更高的光合效率，其生产力也远高于碱蓬（Zhang et al，2007），导致互花米草滩中有较高的土壤有机碳含量（Cheng et al，2006；陈一宁 等，2005）。互花米草入侵碱蓬滩8～14年后，表层土壤（0～10 cm） 有机碳累积量提高27.0～69.6% （Zhang et al，2007）。因此，虽然滩涂围垦造田在短期内有利于滨海湿地土壤有机碳储量增加，但从长远来看，滨海湿地生态系统在潮滩淤长过程中的自然演替，即由潮下带→潮间带光泥滩→互花米草滩→碱蓬滩→茅草滩→芦苇滩的过渡，能使整个湿地具有更高、更持久的固碳能力，而过度的围垦在相当程度上破坏了这个自然的演替过程。应根据潮滩淤积速率合理控制围垦速率，才能在获取经济社会利益最大化的同时，保证湿地有机碳储量持续增加，滨海盐沼湿地成为碳汇。

此外，互花米草种植除促使互花米草滩有机碳埋藏增加外，还会促进整个潮滩有机碳的埋藏增加（Gao et al，2012）。涨潮水流经过植物群落后，水流能量大量减弱，水中所携带的大量颗粒物沉降，而在落潮初期的水流速度小，无法使滩面沉积物发生再悬浮，加大了沿海盐沼的沉积速率（王爱军等，2005），从而提高了有机碳的埋藏速率，提高盐沼的固碳能力。

然而，海滨湿地位于陆-海交界处，径流、海洋和大气等因素变化活跃，湿地土壤中的有机碳不但来源复杂（Cifuentes et al，1996；姜启吴 等，2012），而且碳循环过程中诸多因素都可能产生影响，如淹没时间、盐度、温度、沉积物粒级、植物生长年限（Liu et al，2007；Zhang et al，2010） 等的不同都可能造成土壤有机碳储量的差异，所以难以准确计算土壤有机碳储量。虽然在盐城滨海湿地区域内，气候和成土母质基本一致，土壤中有机碳含量的变化主要受植被影响（毛志刚等，2010），可以根据不同植被覆盖类型估算滨海湿地土壤有机碳储量，但结果仍有一定的不确定性。未来有关滨海湿地土地利用变化对土壤碳库影响的研究，有赖于对土壤碳的分布特征及其与环境因子的关系，以及湿地碳循环机制的进一步揭示。

4 结论

本研究基于遥感影像提取的土地利用和滨海湿地类型变化信息，估算近20年盐城滨海湿地表层土壤有机碳库储量，和滨海湿地土壤固碳能力现状，并讨论土地利用类型变化对土壤有机碳库储存的影响。主要结论如下：

（1） 1987、1992、1997、2002、2007年盐城滨海湿地表层土壤有机碳储量分别为2.137×106t、2.180×106t、1.625×106t、1.454×106t、1.898×106t。1987年各种土地利用类型中光滩的表层土壤有机碳储量最多，互花米草滩最少；1992年农田碳储量超过碱蓬滩和獐茅滩；1997年，农田碳储量最多，互花米草滩碳储量仍最少；2002年土壤有机碳储量：农田＞碱蓬滩＞互花米草滩＞芦苇滩＞光滩＞獐茅滩；2007年，土壤有机碳储量：农田＞光滩＞互花米草滩＞碱蓬滩＞芦苇滩。

（2） 盐城滨海湿地近20年来呈现出自然湿地减少、人工湿地增加的趋势，自然湿地面积减少是湿地土壤有机碳储量减少的主要原因，互花米草入侵和围垦造田是湿地土壤有机碳储量增加的主要原因，这些原因在不同时期的叠加造成了近20年盐城滨海湿地土壤有机碳储量的变化。

（3） 滩涂围垦造田在短期内有利于滨海湿地土壤有机碳储量增加，但从长远来看，滨海湿地生态系统在潮滩淤长过程中的自然演替能使整个湿地具有更高、更持久的固碳能力。应根据潮滩淤积速率合理控制围垦速率，才能在获取经济社会利益最大化的同时，保证湿地有机碳储量持续增加，滨海盐沼湿地成为碳汇。

Armentano T V,Menges E S,1986.Patterns of change in the carbon balance of organic soil-wetlands of the temperate zone.Journal of Ecology,74: 755-774.

Bridgham S D,Megonigal J P,Keller J K,et al,2006.The carbon balance of north American wetlands.Wetlands,26(4):889-916.

Burkett V, Kusler J, 2000. Climate changes：potential impacts and interactions in wet lands of the United States. Journal of the American Water Resources Association,36(2):313-320.

Cheng X L, Luo Y, Chen J Q, et al, 2006. Short-term C4 plant Spartina alterniflora invasions change the soil carbon in C3 plant-dominated tidal wetlands on a growing estuarine island. Soil Biology & Biochemistry,38：3380-3386.

Cifuentes L A,Coffins R B,Solozano L,et al,1996.Isotopic and elemental variations of carbon and nitrogen in a mangrove estuary. Estuarine,Coastal and Shelf Science,43:781-800.

Gao J H,Bai F L,Yang Y,et al,2012.Influence of Spartina Colonization on the Supply and Accumulation of Organic Carbon in Tidal Salt Marshes of Northern Jiangsu Province,China.Journal of Coastal Research,28(2):486-498.

IPCC,2007.Climate Change 2007:The Physical Science Basis Summary for Policymakers,Fourth Assessment Report.

Kimble J,Birdsie R,Lal R,2003.The Potential of U.S.Forest Soils to Sequester Carbon and Mitigate the Greenhouse Effect. Boca Raton,Florida:CRC Press,311-331.

Liao Q L,Zhang X H,Li Z P,et al,2009.Increase in soil organic carbon stock over the last two decades in China′s Jiangsu Province. Global Change Biology,15(4):861-875.

Liu J E,Zhou H X,Qin p,et al,2007.Effects of Spartina alterniflora salt marshes on organic carbon acquisition in intertidal zones of Jiangsu Province,China.Ecological engineering,30:240-249.

Pan G X,Li L Q,Wu L S,et al,2004.Storage and sequestration potential of topsoil organic carbon in China′s paddy soils.Global Change Biology.10(1):79-92.

Smith L C, Macdomald G M, Vellchko A A, et al, 2004. Siberian peatlands a net carbon sink and global methane source since the Early Holocene.Science,303,353-356.

Xie Z B,Zhu J G,Liu G,et al,2007.Soil organic carbon stocks in China and changes from 1980s to 2000s. Global Change Biology, 13(9):1989-2007.

Zhang Y H,Ding W X,Luo j f,et al,2010.Changes in soil organic carbon dynamics in an Eastern Chinese coastal wetland following invasion by a C4 plant Spartina alterniflora.Soil Biology&Biochemistry,42,1712-1720.

陈一宁, 高抒, 贾建军, 等, 2005. 米草属植物Spartina angilica 和Spartina alterniflora 引种后江苏海岸湿地生态演化的初步探讨.海洋与湖沼,36(5):394-403.

冯志轩,罗贤,高抒,2007.江苏盐城自然保护区核心区环境动态的遥感分析.海洋通报,26(6):68-74.

高建华,杨桂山,欧维新,2007.互花米草引种对苏北潮滩湿地TOC、TN 和TP 分布的影响.地理研究,26(4):799-808.

高建华,杨桂山,欧维新,2005.苏北潮滩湿地不同生态带有机质来源辨析与定量估算.环境科学,26(6):51-56.

姜启吴,欧志吉,左平,2012.盐沼植被对江苏盐城湿地生态系统有机质贡献的初步研究.海洋通报,31(5):547-552.

康健,孟宪法,许妍妍,等,2012.不同植被类型对滨海盐碱土壤有机碳库的影响.土壤,44(2):260-266.

李杨帆,朱晓东,邹欣庆,等,2005.江苏盐城海岸湿地景观生态系统研究.海洋通报,24(4):46-51.

李忠佩,林心雄,车玉萍,2002.中国东部主要农田土壤有机碳库的平衡与趋势分析.土壤学报,39(3):351-360.

毛志刚,谷孝鸿,刘金娥,等,2010.盐城海滨盐沼湿地及围垦农田的土壤质量演变.应用生态学报,21(8):1986-1992.

王爱军,高抒,贾建军,等,2005.江苏王港盐沼的现代沉积速率.地理学报,15(1):61-70.

杨桂山,2002.中国海岸环境变化及其区域响应.北京：高等教育出版社,141-581.

郑聚锋,程琨,潘根兴,等,2011.关于中国土壤碳库及固碳潜力研究的若干问题.科学通报,56(26):2162-2173.

左平,李云,赵书河,等,2012.1976年以来江苏盐城滨海湿地景观变化及驱动力分析.海洋学报,34(1):101-108.