红树林生态系统固碳功能和潜力研究进展

陈孟晨 ，陈 义 ，姜刘志 ，李欠男 ，王 石 ，胡 月 ，梅立永

（1.深港产学研基地，广东 深圳 518057；2.深圳市深港产学研环保工程技术股份有限公司，广东 深圳 518055；3.北京大学深圳研究生院，广东深圳 518055）

随着土地利用变化和化石燃料使用等人类活动的干扰，生物圈和土壤圈的有机碳大量释放，大气中CO2等温室气体浓度不断升高，对地球系统的影响日益加剧[1]。全球气候变化已严重威胁人类的生存与发展，政府间气候变化专门委员会(Intergovernmental Panel on Climate Change,IPCC)预测，到2100年全球地表温度将上升1.1～6.4℃，全球海平面不断上升，这种全球尺度的气候变化给陆地和海洋生态系统带来了深远影响[2]。为了应对气候变化，CO2的减排增汇是当前国际地学和生态学领域研究的热点和难点。

红树林是分布在热带、亚热带潮间海岸带的木本植物群落，它具有独特的形态结构特征和生理生态过程，对潮间带滩涂环境有着很强的适应能力[3]。红树林不但具有防风消浪、保护堤岸、促淤造陆、净化水体等多种功能，还是一些海禽、鱼、虾和贝类的重要栖息地[4]。然而自20世纪50年代以来，由于自然因素和人类活动的干扰，红树林遭受了较大的破坏，全球35%的红树林已经消失，我国红树林总面积呈现先减少后增加的变化趋势[5]。受海岸带开发、水产养殖以及围垦等因素影响，上世纪我国红树林面积急剧减少，但近年来由于相关部门意识到红树林资源的重要性，实施了一系列红树林生态恢复工程，红树林的面积得以逐渐恢复增加[6]。

红树林作为典型的滨海湿地“蓝碳”，是海陆生态系统间物质交换的场所，在全球碳循环中扮演重要角色[7]。目前，关于红树林生态系统固碳功能和潜力的研究相对较少，且缺乏综合性的论述。本文将从红树林生态系统固碳功能和潜力的研究现状、研究方法、环境因子对红树林固碳功能的影响及红树林保护和增汇措施几个方面，对红树林生态系统的固碳功能和潜力进行初步分析，以期加深对红树林固碳功能的认识，并为我国红树林森林碳汇的建设和保护提供科学依据和决策参考。

1 红树林固碳功能和潜力研究现状

1.1 固碳功能和潜力

生态系统固碳主要指森林、草地、农田、荒漠、湿地和海洋等生态系统在光合作用过程中捕获大气中CO2的过程。生态系统的固碳功能取决于碳素输入速率和碳素输出速率的对比，碳素输入过程主要通过植物净光合作用实现，而碳素输出过程主要指森林土壤和动物的异养呼吸过程以及凋落物的矿质化过程[8]。

不同学者对固碳潜力的定义不同，Cannell[9]认为固碳潜力包括理论固碳潜力和实际固碳潜力，理论固碳潜力是由植物自身生长特性、气候和环境条件共同决定的；实际固碳潜力是在社会、经济因素和管理条件限制下所能达到的固碳潜力。于贵瑞等[10]将固碳潜力定义为特定目标年和环境背景下，生态系统可能达到的最大固碳能力。目前，国际上对于固碳潜力并没有标准化的定义，但当前研究中的固碳潜力，多指在未来气候变化背景和推荐的管理措施下，大气中CO2封存在生态系统中的最大量。

1.2 红树林植被固碳研究现状

目前，全球红树林总面积约为1.5×108hm2，主要分布于南、北回归线间的热带地区[11]，我国红树林总面积约为3.3×104hm2，分布在广西、广东、海南、福建和台湾等省份[5]。由于红树林水热环境优越，植被生产力较高，并且地下根系周转较为缓慢，较高的沉积速率和较低的分解速率使得红树林生态系统有着较高的固碳能力[1](段晓男等,2006)。Twiley等[11]研究发现，全球红树林植物的碳储量约为4.03 Pg，其中分布在纬度0-10°地区的红树林碳储量约占总量的70%，这可能是因为这些地区红树林面积较大且水热条件优越所致。红树林生态系统固碳潜力的高低取决于其分布面积和固碳速率，全球红树林湿地每年的固碳量约为0.18 Pg，其中红树林植被固碳量约为 0.16 Pg·a-1，土壤固碳约为 0.02 Pg·a-1，是全球重要的碳汇之一[11]。胡杰龙等[12]研究发现，海南东寨港红树林的固碳总量为29.56×104t，单位面积固碳量为187.54 t·hm-2，相比其他生态系统具有较高的固碳能力。毛子龙等[13]研究发现秋茄(Kandeliacandel)红树林的植被碳密度高达104.07～239.51 t·hm-2，显著高于其他生态系统，其植被碳密度约为西双版纳热带雨林的2～3倍。

2 红树林固碳功能和潜力研究方法

根据研究对象的时空尺度和研究手段，可以大体将研究方法分为 3类：样地调查法、异速生长方程法和遥感估算法。利用光合反应方程式计算植物的碳储量，每生产1 g干物质，需要1.62gCO2，即固定纯碳量0.44g。

2.1 样地调查法

样地调查法以实测数据为基础，通过收获法精确测定红树植物地上地下生物量、枯落物和土壤等碳库的碳储量，在连续测定的基础上可以分析红树林生态系统各部分碳库之间的流通量，进而推算出红树林的植被固碳能力。由于红树林资源的保护性及所处生境的复杂性，传统的样地调查方法更适合小尺度或均质区域的研究，难以适应于大尺度的红树林生态系统研究[3]。

2.2 异速生长方程法

许多数学者采用异速生长理论评估红树林生物量，通过测量红树植物胸径和树高来构建异速生长方程，即伐倒少许树木，确定生物量与胸径和树高的回归关系，然后利用回归关系和所有树木的实测胸径和树高推算生物量，进而推算红树林植被的碳储量和固碳潜力[14]。

不同红树植物的异速生长方程具有差异性，目前研究者建立了多种红树植物的异速生长方程，一些研究者还尝试建立具有普适性的异速生长方程来预测群落生物量[15]。异速方程法适用于估算具有明显单一主干红树植物的生物量，如木榄(Bruguiera gymnorrhiza)、海 莲(Bruguiera sexangula)、 海 桑(Sonneratia caseolaris)属植物，而对于分枝生长类型的红树植物生物量估算则存在一定难度。

2.3 遥感估算法

遥感技术已被应用于红树林湿地监测、生物量、碳储量和固碳能力等多个方面的研究，在红树林生态系统固碳研究中发挥了巨大作用[16]。利用遥感来反演红树植被碳储量，即建立遥感参数与植被生物量之间的关系，进而求得植被的碳储量及固碳能力。目前主要有光学遥感和雷达遥感两种方法，核心是拟合植被指数或雷达散射系数与植被生物量之间的关系[17]。Rodriguez等[18]利用SRTM数据构建了红树植物平均高度与生物量之间的关系，获得美国大沼泽地国家公园生物量地图。黎夏等[19]基于雷达后向散射系数建立了红树林植被生物量的估算模型，经对比发现雷达后向散射系数模型相较NDVI模型具有更高的精度。

3 红树林固碳潜力的影响因素

红树林生长环境复杂，其固碳功能和潜力受温度、海水盐度、土壤、植被类型和潮汐等多种因素制约，空间差异较大[3,20]。

3.1 物种组成对红树林固碳潜力影响

生物量决定了红树林植被的碳储量，树种组成及林龄是影响红树林植被的碳储量及固碳潜力的重要因素。一般而言，木本植物在幼年时的固碳速率较高，随着林龄的增加，固碳速率逐渐降低，但植被碳储量会在达到成熟林前不断增加[21]。彭聪姣等[22]研究深圳福田红树林保护区不同红树群落发现，白骨壤(Avicennia marina)、秋茄、海桑和无瓣海桑(Sonneratia apetala)群落的植被碳储量分别为29、128、100、74 t hm-2，各群落的净初级生产力分别为8.75、7.67、9.60、11.87 t C·hm-2·a-1， 这种差异主要受物种和群落密度的影响。此外，树种会改变土壤理化性质和微生物活性，进而影响土壤有机碳的密度[23]。

3.2 温度对红树林固碳潜力影响

温度(气温、土壤温度和水温)决定了红树林的分布范围及生产力，是调节红树林生长的重要环境因素[24]。一般而言，随着纬度的降低，红树植物的种类不断增加，且红树植物的碳储量与其株高和所处纬度呈现出较高的相关性，随着纬度的降低，红树植物的碳储量及其株高也随之上升[24]。陈鹭真等[25]研究发现，冬季低温抑制了红树林的固碳能力，是限制红树植物在高纬度地区分布的主要原因。

温度是影响红树林固碳潜力的主要环境因素[26,27]。一方面，温度通过对植物光和呼吸作用的影响改变红树林生态系统的碳输入，适宜的温度下，红树植物有较高的生产力，而当温度过高或过低时，其固碳能力都会受到抑制[26]；另一方面，温度通过对土壤微生物分解作用的影响来改变土壤呼吸，在一定范围内，土壤呼吸随土壤温度的增加而升高[27]。

3.3 盐度对红树林固碳潜力影响

红树植物具有独特的形态结构特征和生理生态过程，能够在特殊的海水盐度环境中定居。不同的红树植物具有不同的盐度适应范围，一般而言，红树植物的最适生长盐度为10‰～20‰[28]，当盐度过低或过高时，红树植物的光合作用、蛋白质合成和能量代谢等生理生态过程就会受到抑制，进而降低了其固碳能力。金川[20]发现盐度显著影响秋茄和无瓣海桑叶片中的叶绿素含量，且随着盐度的增加，叶绿素含量呈现先增加后减少的变化趋势。

盐度通过改变红树植物组织结构进而影响其光合作用，如盐胁迫会造成叶绿体双层膜损坏，基粒片层之间的连接出现断裂，最终影响光合作用。廖岩等[29]发现海桑、无瓣海桑与红海榄在不同盐度胁迫下，其净光合速率、气孔导度与蒸腾速率与盐度呈负相关关系。高盐度环境中，小花木榄的叶片气孔面积减少，叶肉厚度及细胞间隙显著降低，结构上的变化限制了CO2扩散，降低了光合作用，进而减小了红树植物的固碳能力[20]。

3.4 土壤沉积物对红树林固碳潜力影响

土壤沉积物是影响红树林固碳潜力的重要环境因子，红树林可以生长分布在砂质、泥炭、基岩和珊瑚礁海岸上，但是以淤泥质潮滩分布最广、生长最好。Nitto等[30]研究发现红树林生物量与沉积物中粒径大于0.02 mm的颗粒百分含量有关，含量越高红树林生物量越大[31]。梁文等[32]研究发现土壤条件影响着红树林的组成、分布和生长，且不同红树植物通过促淤保滩等作用又对土壤产生不同影响。

3.5 人类活动对红树林固碳潜力影响

由于人们对红树林饿功能和作用认识不足，大面积的红树林受到人类活动的干扰破坏。人类活动不仅直接挤占了红树林的立地空间，还间接导致了红树林生态系统的退化[6]。世界各地的红树林广泛遭受城市污染、溢油、水运发展等人类活动的威胁，造成我国红树林退化的主要原因有污染、围垦、城市建设、过度捕捞和采集、外来物种入侵[33]。

人类活动的强度直接影响着红树林固碳潜力的发挥，一般性的生活污水排放增加了红树林生态系统的养分输入，可以提高红树林的固碳潜力[34]，而徐颂军等[35]发现重污水会降低红树林植物叶片的光合作用、叶绿素浓度、酶活力等，从而降低了红树林的固碳潜力。贾明明[5]研究发现围垦不仅直接减少了红树林分布面积，还导致红树林生境破碎化，降低了红树林的固碳潜力。毛子龙等[36]研究发现，外来种薇甘菊(Mikania micranthaH.B.K.)的入侵显著降低了红树林生态系统碳储量及固碳潜力。

4 红树林保护及增汇对策

红树林生态系统因其特殊的生存环境，在植物生长、促淤造陆等生态过程中积累了大量的有机碳。当红树林生态系统受到干扰破坏后，它会由碳汇变为碳源，并释放大量温室气体[37,38]。因此，保护红树林生态系统及增强其碳汇能力具有生态效益和经济效益。

增强红树林生态系统的碳汇能力，既要加强对现存红树林资源的保护和管理，也要重视受破坏红树林的修复工作。我国在红树林保护方面首先应注意以下几个方面：

（1）制定红树林宜林指标，采用“3S”技术和野外实地调查相结合的方法选取红树林宜林地，合理选择树种进行人工林建设，增加红树林湿地面积；

（2）加强红树林管理水平，坚持“以防为主、综合治理”的方针，建立红树林监测网络，严防森林火灾，采用物理、化学和生物多种手段进行病虫害及生物入侵防治；

（3）建立国际重要湿地、国家重要湿地、红树林湿地自然保护区和红树林湿地公园等多级别的红树林保护体系，完善红树林保护管理法规制度，通过立法形式，为红树林湿地保护管理提供法律保障，严格处罚破坏红树林的行为；

（4）加强红树林生态系统的科学研究，利用先进技术提高红树林的保护水平，进一步开展病虫害和外来种监测，并研究防治技术；

（5）增强居民的环境保护意识，采用生态补偿等多种手段，协调当地社区发展与红树林保护之间的矛盾。

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