唐博，龍江平，2，章偉艷，謝永清，喬吉果，翟萬林

（1.國家海洋局第二海洋研究所，浙江 杭州 310012；2.浙江大學，浙江 杭州 310006；3.浙江省水文地質工程地質大隊，浙江 寧波 315012；4.天津華北地質勘查局海洋地質勘查中心，天津 300170；5.國家海洋技術中心，天津 300112）

社會經(jīng)濟的發(fā)展，使大氣中CO2的排放量增加，大氣溫度升高，海平面上升，給生態(tài)環(huán)境和沿海經(jīng)濟造成很大危害。有研究表明，100 多年以來，全球大氣CO2含量增加了25 % （王云英，2012）。德國波茨坦氣候影響研究所的Stefan Rahmsdorf 認為，到2200年，海平面估計將上升1.5～3.5 m。

濕地是全球最大的碳庫之一，可以將空氣中的CO2固定和封存。全球濕地面積僅占陸地面積的4 %～6%，但它的碳儲量占陸地生物碳素的35%，超過農(nóng)業(yè)、森林生態(tài)系統(tǒng)碳儲量之和，具有很強的固碳能力，固碳潛力較其他類型的生態(tài)系統(tǒng)最高（段曉男等，2006）。

濱海濕地是指發(fā)育在海岸帶附近并且受海陸交互作用影響的濕地，按照國際濕地公約定義，濱海濕地的下限為海平面以下6 m 處（習慣上常把下限定在大型海藻的生長區(qū)外緣），上限為大潮線之上與內河流域相連的淡水或半咸水湖沼以及海水上溯未能抵達的入海河的河段（關道明，2012）。濱海濕地是濕地的三大類型（濱海、河流、湖泊） 之一，是生產(chǎn)力最高的天然生態(tài)系統(tǒng)。濱海濕地占地面積比較小，但是在固碳方面發(fā)揮著重要作用，是許多國家的研究熱點。

1 國外濱海濕地的固碳能力研究

濕地生態(tài)系統(tǒng)在美國和歐洲研究較多，1971年《濕地公約》頒布后引起了更大的關注，主要是對濕地鳥禽保護、鹽沼濕地以及河口濕地的研究，以及研究濕地野生保護、生態(tài)作用等方面。近年來，由于全球氣溫上升，濕地碳循環(huán)與濕地固碳受到了廣泛關注。

河口三角洲處在水動力較強的沿海區(qū)域，大量的懸浮泥沙會攜帶大量物質，并會在絮凝作用下沉積下來。Brix 等（2001） 對歐洲蘆葦濕地的碳固定和碳釋放做了研究，發(fā)現(xiàn)蘆葦濕地在短期內（數(shù)十年） 是碳源，但是，在長期內（大于100年） 則會成為碳庫。

泥炭地對氣候水平衡變化的響應是預測全球碳循環(huán)的潛力的重要因素。Belyea 等（2004） 指出泥炭地的形成和固碳率與氣候水文、泥炭地的表層結構有很大關系，分析他們之間的關系對于預測全球碳循環(huán)潛在的反饋具有重要作用。Bernal 等（2012） 認為濕地類型和植被群落的不同與生長差異會導致濕地的固碳能力有很大變化，清楚的認識濕地類型和濕地植被群落對于研究濕地的固碳能力具有重要意義。Choi 等（2004） 用同位素測年法測量鹽沼濕地有較高的碳含量，發(fā)現(xiàn)短期內濕地固碳量高于長期的，這可能與有機物長期處在厭氧環(huán)境有關，還可能因為近年來氣候變化，海平面上升導致土壤層抬高、碳氮含量增加導致初級生產(chǎn)力提高有關。結果表明鹽沼濕地是減少溫室效應的碳庫。Chmura 等（2003） 調查了大西洋、太平洋的東面和西面沿岸，以及印度洋、地中海、墨西哥沿岸的鹽堿沼澤濕地和紅樹林濕地的固碳量，并且研究了他們的碳密度和碳儲存隨著氣候以及地理位置的空間變化。土壤碳埋藏會隨著氣候，植物種類、區(qū)域環(huán)境條件變化而變化。溫度越高，土壤碳埋藏越多。植物種類會影響植物生長速率和分解速率。潮汐、泥沙含量、海拔的影響是綜合因素：海拔高的地方，潮汐大，含沙量高，土壤碳埋藏較少，有些海拔低的地方由于易于沉積物沉降碳埋藏率較高。Howe 等（2009） 研究表明澳大利亞Hunter 河口受到潮流干擾的濕地比沒有受到潮流干擾的濕地土壤固碳率高，含碳量低，這與濕地的垂向加積和土壤密度有關。Eric 等（2004） 用同位素測年法測定了美國加利福尼亞南部濱海瀉湖和濕地混合區(qū)沉積物的固碳率，在過去5 000年里，固碳速率為0.033 ± 0.002 9 kg C /m2/yr。濱海濕地固碳能力研究結果見表1。

綜上，研究濱海濕地固碳能力的研究主要從其固定碳和釋放碳的角度出發(fā)，其次，水文環(huán)境也是研究的重點。不同時間尺度內固碳能力也不同，尤其是近年來環(huán)境污染嚴重，與工業(yè)革命之前相比會有很大變化，所以，探究不同時間尺度的固碳量和固碳率可以有效揭示影響濕地固碳能力的因素。濱海濕地的固碳潛力很大，研究濱海濕地的固碳能力及其提升技術對于改善生態(tài)環(huán)境和社會經(jīng)濟的發(fā)展有重要意義。

2 我國濱海濕地的固碳能力研究

我國海岸線綿長，濱海濕地總面積約6 萬km2，占我國濕地總面積的15.4 % （安鑫龍 等，2009；趙揚，2008）。涉及沿海的11 個?。▍^(qū)、市）。以杭州灣為界，以北由環(huán)渤海濱海和江蘇濱海濕地組成，以南主要有杭州灣、泉州灣、珠江口河口灣和北部灣濕地等。我國濱海濕地類型可分為淺海水域、灘涂、濱海沼澤、河口水域、河口三角洲以及人工濕地（養(yǎng)殖池塘、鹽田、水庫） （關道明，2012）。

濱海濕地水陸交界的自然環(huán)境為碳儲存提供了良好的條件，植物固碳能力比較高。濱海濕地上的植物固定的碳部分儲存在土壤中，稱為土壤的碳匯。土壤是濱海濕地最大的碳庫。目前我國有多位學者對于濱海濕地固碳和土壤碳儲量進行了研究，顯示了濱海濕地很強的固碳能力。

表1 國外濱海濕地固碳能力研究

我國對濱海濕地植被的固碳能力研究較多，涉及溫帶到熱帶地區(qū)，跨度較大。

遼河三角洲濕地植物主要是蘆葦，稻田，堿蓬灘涂，固碳能力平均值為1.77 kg/m2/yr，固碳能力比較高，是黃河三角洲濱海濕地植被平均固碳能力的5 倍，甚至與同等條件下的溫帶落葉闊葉林的固碳能力相當（索安寧等，2010）。

長江口崇明東灘的主要植物是海三棱藨草和蘆葦。兩種植物固碳能力之和為1.47～3.52 kg/m2/yr，是全國陸地植被平均固碳能力的3～7.18 倍，是全球植被平均固碳能力的3.59～8.59 倍（梅雪英等，2007a，2007b）。研究了崇明東灘植被群落的演替和碳儲固碳的變化，結果表明植被由海三棱藨草群落向蘆葦群落演替的過程中，固碳能力增強了。同時提出非生物組分對植被固碳有影響。還分析了海三棱藨草碳儲量、固碳能力、固碳潛力，其固碳潛力是很大的（梅雪英等，2007a，2007b）。

黃河三角洲濱海濕地植被平均固碳能力為0.35 kg/m2/yr（張緒良 等，2012），土壤有機碳含量為0.75～8.35 g/kg（董洪芳等，2013）。天然的濕生濕地植被固碳能力高于全國陸地植被平均固碳能力，但是鹽生濕地和水生濕地植被由于干旱和土壤鹽漬化，植物固碳能力低于全國陸地植被平均固碳能力，總體上固碳能力不強（張緒良等，2012）。

天津濱海濕地土壤屬于鹽堿地，有機質容易降解，植物覆蓋度低，土壤碳儲量不高，郝翠等分析天津濱海濕地土壤平均有機碳密度與全國平均有機碳密度（9.6 kg/m2） 相比小近1.5～4 倍。土壤儲碳量由大到小的順序為林地、草地、灘涂、淺水域、裸土（郝翠等，2011）。

杭州灣是南北濱海濕地的分界，杭州灣南岸主要是淤漲型灘涂，含鹽量較高。植物主要種類有蘆葦、互花米草和海三棱藨草。邵學新等測得杭州灣土壤有機碳平均含量為6.45±1.70 g/kg，低于天津濱海濕地土壤有機碳含量，固碳能力較弱，這可能與圍墾造地有較大關系（邵學新等，2011）。

紅樹林是濱海濕地典型的植物類別，生長于陸海交界的潮間帶，發(fā)達的根系可以固岸護堤，防止水土流失，還可以凈化海水和空氣，對保護沿岸的生態(tài)環(huán)境有重要作用。我國紅樹林主要分布在廣西、廣東、海南、臺灣、福建、香港、澳門和浙江南部沿岸，廣西、廣東、海南覆蓋面積最廣，約占我國紅樹林面積的97%，紅樹林種類也較多。紅樹林有很強的固碳能力，對于減少全球碳含量，降低溫室效應有不可替代的作用。如許方宏等測得我國面積最大的紅樹林保護區(qū)廣東湛江紅樹林自然保護區(qū)地表100 cm 桐花樹群落、木欖+秋茄群落、白骨壤群落土壤碳庫平均為45.68 kg/m2（許方宏等，2012）。據(jù)報道，該保護區(qū)高橋核心區(qū)900 公頃紅樹林每年可吸收23 100 t 二氧化碳，固定碳627 t（劉垠，2012）；曹慶先等（2011） 實驗獲得北部灣5 種紅樹林植物群落地上平均生物量為2.257 kg/m2。朱可峰（2007） 獲得廣州南沙新墾濕地人工紅樹林無瓣海桑生物量為11.46 kg/m2，同期種植的木欖生物量為5.55 kg/m2，木欖平均固碳速率是0.404 kg/m2/yr，約是全球陸地植被平均固碳能力的1 倍。無瓣海桑平均固碳能力為0.964 kg/m2/yr，是全球陸地植被平均固碳能力的2.4 倍。表2 列出了我國典型濱海濕地的固碳能力情況。

我國各地濱海濕地的固碳能力存在較大的空間差異，北方地區(qū)固碳能力高于全球植被平均固碳能力的3～9 倍，南方地區(qū)固碳能力低于全球濱海濕地的固碳能力。這主要受植被生長狀況和植被覆蓋度的影響。其次氣候對其固碳能力也有很大影響，北方天氣寒冷，生物降解程度低，固定的碳大部分儲存在土壤中，固碳能力高，南方天氣炎熱，生物降解程度較高，凈固碳量較低。綜合整個中國區(qū)域，我國濱海濕地的固碳能力較高。另外，植被的生長狀況是影響其固碳能力的直接因素，如生長多年的天然紅樹林有機碳密度是全國平均有機碳密度的幾十倍，但是人工紅樹林的有機碳密度低于全國平均有機碳密度。

表2 我國典型濱海濕地的固碳能力

3 濱海濕地固碳能力的遙感監(jiān)測

濱海濕地分布在沿海的海陸交界地帶，覆蓋面積大小不同，分布分散，地基稀軟，不易進行現(xiàn)場調查。遙感技術的出現(xiàn)為濱海濕地調查提供了方便，它可以大面積、實時、全天候的對濱海濕地進行監(jiān)測，節(jié)省人力物力，填補了濱海濕地調查的一大空白。

遙感監(jiān)測是利用人造衛(wèi)星、飛機或其他飛行器獲得濱海濕地上的地物電磁輻射信息，判別所測地物的特征。衛(wèi)星發(fā)射的光譜根據(jù)波段長度的大小可分為可見光、紅外線、紫外線、微波。不同波段對地物的響應不同，所以要有針對性的選擇光譜波段進行探測，現(xiàn)代技術多為多譜段探測衛(wèi)星，可以同時獲得更多的地物信息。飛機或其他飛行器可以近距離的觀測所測地物，能夠更準確的辨別地物信息，彌補衛(wèi)星遙感遠距離，低分辨率帶來的信息缺乏與信息模糊的不足。通過遙感獲得的圖像不能直接運用，還要經(jīng)過校正、信息提取與分類、精度檢驗等一系列處理，以達到識別地物信息的目的。

但是，遙感監(jiān)測并不能完全代替現(xiàn)場調查，在圖像處理過程中需要結合資料收集和實地調查的結果對遙感圖像進行識別?，F(xiàn)場調查可以了解濕地環(huán)境地貌、植物群落與植被覆蓋狀況、土壤和水環(huán)境要素、保護與利用狀況、破壞狀況等，這對遙感圖像識別有很大幫助。

在20 世紀70年代末，美國政府要求調查錄入全國濱海濕地的分布，以期對濱海濕地的生態(tài)價值做出評估（Hardisky et al，1986），由此遙感監(jiān)測在濱海濕地的運用應運而生，遙感監(jiān)測開始用于濱海濕地的自然環(huán)境、分布范圍或者濱海濕地植被分布以及濱海濕地的演變等方面（Ramsey，1995；Rao et al，1999；Victor et al，2001）。

隨著遙感技術的發(fā)展，遙感技術在濱海濕地固碳方面發(fā)揮了很大的作用，已被應用于濱海濕地水質、植物生物量、固碳量、固碳能力等多個方面的研究。如利用SRTM 數(shù)據(jù)建立紅樹林的平均高度與生物量之間的關系，獲得紅樹林沼澤地國家公園生物量的地理分布圖（Simard et al，2006）。利用水體反射的光譜特征和水質參數(shù)之間的關系監(jiān)測水質，為濕地保護提供重要信息（杜為靜等，2010）；建立植被指數(shù)與生物量之間的關系，獲得濕地植被的生物量（黎夏等，2006）；運用雷達后向散射系數(shù)建立濕地植被的生物量估算模型（黎夏 等，2006）；通過對比不同時間植被生物覆蓋度分析植被的時空變化情況，為濕地保護對策措施的實行提供依據(jù)（趙峰等，2011）；利用遙感確認濕地的空間分布與面積大?。ㄌ锼貥s等，2007；李學杰等，2010）；通過分析不同傳感器波譜的特征選取波段對濕地上的要素進行解譯和分類，其精度可達到濕地環(huán)評的制圖要求（曹楊等，2010）。

4 濱海濕地固碳能力評估

4.1 生物量

濱海濕地固碳能力的評估方法可以借助濱海濕地上生長的植物生物量來衡量，植物光合作用固定CO2并放出O2，其方程式（魯莉，2008） 如下：

由光合作用反應方程式可知植物每產(chǎn)生1 g 干物質需要1.63 g 的CO2。所以由植物生物量可以求得植物固定的CO2量，從而獲得植物的固碳能力。

計算植物生物量一般取固定面積的植被，計算地上部分和地下部分或者計算整顆植株的干重量或者鮮重，也可以根據(jù)已有的方法進行估算（張鵬超等，2010）。如賈小榮等由林分密度及平均木的器官含水量估算林分的干重（賈小容等，2006）；楊同輝等針對植物的不同種類運用了與其相適應的方法計算干重（楊同輝等，2010）。計算生物量法是最直接，最準確，目前普遍運用的方法。

利用建立方程和模型擬合的方法計算植物生物量。劉曉輝等（2008） 在計算沼澤濕地的植物地上生物量的時候采用CHIKUGO 模型近似取植物的凈初級生產(chǎn)量為植物生物量。李軒然等（2006） 利用實測值法（即計算植物器官干重）、估計值建模法（建立方程） 和平均標準木法（擬合方程） 3 種方法計算濕地松林生物量并對計算結果進行比較。

利用遙感來反演植物生物量，即建立遙感參數(shù)與植被生物量之間的關系測得植被生物量。目前主要有光學遙感和雷達遙感兩種方法，核心是擬合植被指數(shù)或雷達散射系數(shù)與植被生物量之間的關系。黎夏等（2006）通過雷達遙感估算了紅樹林植被的生物量，并得出雷達散射系數(shù)比植被指數(shù)在估算植被生物量中精度高的結論。沈國狀等（2009） 基于ENVISAT ASAR 數(shù)據(jù)通過神經(jīng)網(wǎng)絡方法擬合生物量與后向散射系數(shù)間的關系獲得植被生物量。王慶等（2010） 將光學遙感和雷達遙感結合起來測植被生物量，彌補了兩種方法的不足，有效提高了生物反演精度。

4.2 碳通量

沉積物碳通量是指生態(tài)系統(tǒng)單位時間單位面積通過沉積斷面的碳含量。沉積物碳通量可以表征沉積物的儲碳速率和儲碳能力。通過斷面凈碳通量越多，生態(tài)系統(tǒng)固碳能力越強（鄒綠柳等，2009）。測量碳通量的方法主要有箱式法和渦度相關法。

箱式法測量的空間是密封的，空氣不能流通，排放通量值有偏差。渦度相關法能夠測量平流通量，并能長期監(jiān)測生態(tài)系統(tǒng)碳通量，是目前測量生態(tài)系統(tǒng)碳通量的主要方法（宋霞等，2003；耿紹波等，2010）。但是渦度相關法受下墊面地形和氣象的影響，會產(chǎn)生一定誤差，但可以監(jiān)測長期的沉積物碳匯變化，給觀測濕地碳循環(huán)和碳沉積提供很大幫助。

4.3 土壤碳含量和碳密度

濱海濕地土壤是碳儲存的空間，可以稱為碳庫。土壤碳含量和碳密度在一定程度上可以反映濱海濕地的固碳能力。

土壤碳含量指單位質量的沉積物中所含的碳含量，計算公式（董洪芳等，2013） 為：

SOC 為土壤有機碳含量（g/kg），F(xiàn)OC 為土壤物理組分有機碳含量（g/kg），P 為土壤有機碳物理組分分配比例。

土壤碳含量還可以用實驗室分析法直接測量，分別測得土壤有機碳含量（g） 和土壤質量（kg），兩者相除得到（邵學新等，2011）。

土壤碳密度指單位面積一定深度的沉積物層中的碳儲量（Hardisky et al，1986），計算公式（蔡毅 等，2013） 為：

式中：Ci為土壤碳含量（g/kg），Di為土壤容重（g/cm3），Ei為土壤層厚度（cm）。土壤碳密度單位為kg/m2或t/hm2。土壤碳含量、容重、厚度用儀器測量或實驗分析。其他計算土壤碳密度的公式可以在此公式基礎上根據(jù)實際情況進行變換。

我國多位學者對我國的碳含量和碳密度進行了評估，具體評估結果見表2。

4.4 碳埋藏速率

大氣碳流量通過光合作用被固定，并通過分解作用釋放到大氣中（Kristin et al，2006），這其中固定碳與分解碳的差即為碳埋藏。碳固定速率越快，分解速率越低且濕地面積越大濱海濕地的固碳潛力越大。碳固定速率在現(xiàn)場由儀器測得；碳分解過程包括碳流失和碳釋放兩個過程，有氧環(huán)境下釋放CO2，厭氧環(huán)境下釋放CH4。碳流失率可以實地觀測，使用“現(xiàn)場圍隔比較法”等方法測量，碳釋放率在現(xiàn)場通過儀器測得。由此可獲得濕地碳埋藏的速率（段曉男等，2008）：

CSR 為碳固定速率mg/（cm2·a），CLR 為碳流失速率mg/（cm2·a），CER 為CO2釋放速率mg/（cm2·a）。

濱海濕地的碳埋藏在沉積物中，埋藏速率與沉積物容重、沉積物碳含量、沉積物沉積速率成正比，有以下公式（段曉男等，2008）：

P 為濕地沉積物容重（g/cm3）；SOC 為濕地沉積物碳含量（g/kg）；R 為濕地沉積物沉積速率（mm/a）。沉積物的沉積速率一般用同位素定年法測量，指利用天然放射性同位素的衰變規(guī)律計算出沉積物的年齡，并由此計算出沉積速率。常用的同位素有14C、210P 和137Cr 等。

我國濱海濕地中紅樹林濕地固碳速率最快，其次是沿海鹽沼和泥炭地（段曉男等，2008）。這與紅樹林濕地植被特性和沉積物分解速率慢有關，其次，可能是因為紅樹林多生長在溫熱帶地區(qū)，生產(chǎn)力相對較高；沿海鹽沼固碳速率快是因為沿海沼澤濕地有淺層水覆蓋，處于缺氧環(huán)境，碳分解慢，還會形成泥炭，導致碳分解速率更慢。由于缺氧環(huán)境植被的根系多露在水面，根系裸露削弱了波浪海潮等的流速，挾帶而來的沉積物沉積下來，加快了沉積速率；泥炭地主要分布在寒冷地區(qū)，植被碎屑被埋藏在土壤中，在低溫、少雨、缺氧的環(huán)境下分解非常緩慢，使生產(chǎn)力不高的泥炭地不斷積累碳。

4.5 結論

同一地區(qū)運用不同的方法可能會造成結果差異，以能準確方便獲得測量分析數(shù)據(jù)為主要依據(jù)，結合研究區(qū)的特點選擇合適的評價方法。實驗室分析生物量法測量簡便，但是由于現(xiàn)實中不能把所有的樹砍下來拿回實驗室分析，導致分析結果有片面性，研究大區(qū)域植被的生物量精度不高。渦度相關法可以獲得長期監(jiān)測數(shù)據(jù)，需要實地測量數(shù)據(jù)相配合，設備建設難度大，成本高，測量數(shù)據(jù)的穩(wěn)定性和準確性較低（宋洪濤等，2011）。沉積物是儲存碳的場所，濕地植被將氣體CO2封存在沉積物中，完成固碳過程，濱海濕地的沉積物碳密度和碳埋藏速率是針對沉積物做的結果性研究，，此過程主要受氣候、植被、水體、沉積物影響，在分析濱海濕地沉積物碳密度和碳埋藏速率時要考慮它們產(chǎn)生的影響。

5 濱海濕地固碳能力的提升技術

濱海濕地由于人類干擾，受到很大破壞，環(huán)境惡化，面積減少。20 世紀80年代以來我國濱海濕地面積喪失了近50%。經(jīng)濟發(fā)展，人類生活干擾，填海造地工程、造塘養(yǎng)殖等使濱海濕地面積大大減少。近年來氣候的改變值得人們反思，人們也已經(jīng)認識到保護濱海濕地的重要性和必要性。研究如何保護濱海濕地，對環(huán)境保護和人類生活有重要意義。

濱海濕地的固碳能力的提升包括生物物種選擇與結合種植，生境改造技術與種植技術和管理技術（提高存活率和固碳效率）。

為了提高生物對生態(tài)資源的利用，采用喬木、灌木和草本植物混交群落的高效固碳種植方法。另外，固定面積土地的植物不是越多越好，植物數(shù)量太大，會造成營養(yǎng)供應不足，空間和陽光的競爭激烈等問題。所以，要合理選擇生物物種，科學結合生物種植。植被密度要合理，太稀疏固碳率不高，太密不通透，放出的CO2多于固定的CO2，起到反效果。如葉功富等（2008） 研究表明木麻黃-厚莢相思混交林的土壤層含碳率和碳貯量大于10年生木麻黃純林的，可見混交林有利于碳的積累和保存。

濱海濕地的生境是指生態(tài)環(huán)境，生態(tài)環(huán)境對濱海濕地生物有很大影響，反之，生物也會影響生態(tài)環(huán)境。不同種類的生物對環(huán)境的適應性不同，選擇能適應當?shù)丨h(huán)境的植物進行栽培種植可以提高存活率。同時，人類活動是破壞濱海環(huán)境的主要因素，保護濱海生態(tài)環(huán)境，可以有效降低植物死亡率，尤其是旅游區(qū)這些敏感地區(qū)。修復濱海濕地成為了不可避免的話題，涌出了多種修復技術方法。

竇勇等（2012） 結合國內外技術方法總結分析了利用微生物修復技術和植物修復技術修復濱海濕地。微生物修復技術是利用微生物對特定污染物的分解作用凈化濱海濕地。目前，利用微生物分解石油烴類和重金屬等技術比較成熟。植物修復主要是利用種類植物對元素的吸收特性，針對區(qū)域污染狀況，選擇對污染物吸收強的植物進行栽培，以改善當?shù)氐纳鷳B(tài)環(huán)境。

提升濱海濕地固碳能力改善土壤環(huán)境是很重要的措施。目前有人嘗試在土壤中加入土壤改良劑來改良土壤性質，提高土壤營養(yǎng)含量，提高土壤固碳能力。尤其是生物改良劑是研究熱點。生物改良劑是在土壤中加入菌類、蚯蚓等生物來改善土壤的物理性質和化學性質（陳義群等，2008）。

提高植物存活率和固碳效率跟種植技術和管理技術密不可分，濱海濕地生態(tài)環(huán)境特殊，地質稀軟，潮汐沖刷，給種植和管理人員帶來不便，需要專業(yè)技術進行種植和管理。如楊淑慧等（2011） 研究發(fā)現(xiàn)不同刈割期和還田處理對土壤碳排放有很大影響。

濱海濕地土壤即是碳庫，在受到干擾時還會成為碳源，濕地儲存著大量的碳，如果作為碳源釋放危害很大，所以，提高濱海濕地的固碳能力，首先要保護濕地不被破壞，防止?jié)竦刈優(yōu)樘荚?。濱海濕地的破壞主要是圍墾造地、生活污水、工業(yè)廢水排放、養(yǎng)殖業(yè)等帶來的，圍墾造地是徹底的，不能逆轉的，并會進一步破壞周邊環(huán)境。政府要加大立法，加強政策法規(guī)的實施，相關部門要嚴格遵守法律，并加強宣傳作用，增強人們保護濕地的意識。與此同時，要擴大濕地面積，20 世紀80年代至今，我國濕地面積減少近50%。紅樹林濕地面積在20 世紀50年代近5 萬公頃，到2002年全國紅樹林面積僅剩近3 萬公頃（張忠華等，2006；王燕，2008）。政府對濕地的保護和面積擴展能力是有限的，利用經(jīng)濟利益，讓當?shù)鼐用癖Ｗo和擴展?jié)竦孛娣e往往能取得較好的效果。目前，美國等一些發(fā)達國家實施誰污染誰治理的政策，對于排放污染物的集團或個人罰款，并用于環(huán)境治理（Zedler，2000），我國可以借鑒國外的做法，加強法律規(guī)范和處罰強度。

另外，有些地區(qū)選擇引進外來物種來改善濕地的固碳能力。引進外來物種可能會增強已有種群的優(yōu)勢，改善當?shù)赝寥篮退沫h(huán)境，能合理地抑制有機碳無機化種群的數(shù)量。但是，對于外來物種往往會因為環(huán)境的改變而成為優(yōu)勢種，對本地物種造成威脅，甚至消失，比如西葫蘆，蘆葦?shù)?。所以，這種方法要在實驗證據(jù)充足的條件下使用。如護花米草入侵福建漳江口地區(qū)紅樹林，薇甘菊入侵深圳紅樹林，在這兩個地區(qū)紅樹林都因為外來植被的入侵資源被占用，生長環(huán)境被破壞（毛子龍 等，2011）。

6 總結

由于人們對海岸的依賴與破壞，濱海濕地退化現(xiàn)象嚴重。濱海濕地由于其特殊的自然環(huán)境有很強的固碳能力，以小面積高固碳率成為降低全球溫室效應的重要生態(tài)系統(tǒng)。濱海濕地固碳作用研究起步較晚，在現(xiàn)場調查和遙感監(jiān)測方面還存在很多不足，如現(xiàn)場儀器的建設難、精度低、人工測量的環(huán)境阻礙等；遙感監(jiān)測圖像處理方法帶來的分類誤差等。所以，需要研究更好的儀器設備適應濱海濕地多變的自然環(huán)境。遙感衛(wèi)星技術也需要人們繼續(xù)探索提高。

我國屬于沿海國家，岸線綿長，濱海濕地面積較大，并且主要集中在南方的溫熱帶地區(qū)。我國總體上北方由于處在低溫狀態(tài)下，土壤中的碳很難分解，碳可以不斷積累，所以碳庫比南方高；長江口由于自然環(huán)境優(yōu)良，植被生長狀況良好，植被固碳能力較我國其他地區(qū)高；紅樹林有特殊的生長環(huán)境，受潮流影響明顯，且土壤處于缺氧環(huán)境，碳排放率很低，形成很好的碳庫，且植被固碳能力與長江口植被固碳能力相當，但人工濕地年齡小，固碳能力和碳庫都較低（表2）?？梢?，自然環(huán)境，植被類型，氣候是影響濱海濕地固碳能力的主要因素。

濱海濕地不僅固碳能力高，固碳潛力也很大，提高固碳潛力要重點研究植被物種選擇和種植、提升沉積物碳埋藏和降低碳排放。管理技術和保護工作也很重要，研究表明被破壞的濕地恢復是很漫長的過程，可能需要近100年的時間（Burden et al，2013）。如何提高濱海濕地的固碳能力，增加濕地固碳，減少濕地碳排放將成為降低溫室效應的重點問題。

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