仝 川,羅 敏,陳鷺真,黃佳芳

1 福建師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院,福州 350117 2 濕潤亞熱帶生態(tài)地理過程教育部重點(diǎn)實(shí)驗室,福州 350117 3 福州大學(xué)環(huán)境與安全工程學(xué)院,福州 350116 4 廈門大學(xué)環(huán)境與生態(tài)學(xué)院,廈門 361102

1 濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)藍(lán)碳碳匯的定義

生態(tài)系統(tǒng)碳匯是指在一定時空尺度內(nèi)生態(tài)系統(tǒng)對大氣中二氧化碳(CO2)的凈吸收且長期儲存的碳,也就是文獻(xiàn)中經(jīng)常出現(xiàn)的生態(tài)系統(tǒng)固碳,更延伸地講,還包括生態(tài)系統(tǒng)固碳的過程和機(jī)制。濕地生態(tài)系統(tǒng)對于大氣中CO2的吸收主要是通過植物的光合作用。生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率指生態(tài)系統(tǒng)在單位時間、單位面積凈吸收并長期儲存的碳(C)量(C g m-2a-1),也就是常說的固碳速率。

多數(shù)濕地植物均具有較高的總初級生產(chǎn)力,因此也就具有很強(qiáng)的對于大氣中CO2的吸收能力。濱海藍(lán)碳濕地主要包括紅樹林、濱海鹽沼和海草床生態(tài)系統(tǒng)。紅樹植物地上和地下部分均可較長時間地固持植物通過光合作用吸收的CO2。當(dāng)然,對于紅樹林、濱海鹽沼和海草床等濱海藍(lán)碳生態(tài)系統(tǒng)的土壤/沉積物更是其植物光合固碳的最終封存場所,因此,碳累積和碳埋藏等專業(yè)術(shù)語多出現(xiàn)在關(guān)于濱海濕地固碳、碳匯的相關(guān)研究文獻(xiàn)中[1—3]。

不同于森林、草原以及內(nèi)陸泥炭濕地和沼澤濕地等內(nèi)陸生態(tài)系統(tǒng),濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)是一個“開放的”生態(tài)系統(tǒng),其植物光合吸收的碳,不論是地上植株枯萎形成的碎屑,還是埋藏到沉積物中的植物地上凋落物以及地下根系死亡分解形成的溶解性有機(jī)碳(DOC)等,一部分均會隨著潮水的流動和地下水的流動輸送到海洋中[4]。因此,在更大的空間尺度上,濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)對于大氣中CO2的長期碳固持主要體現(xiàn)在其地上生物量固碳(主要是紅樹林生態(tài)系統(tǒng))、其自身系統(tǒng)垂直方向沉積物/土壤的碳埋藏,以及以DOC、溶解性無機(jī)碳(DIC)和顆粒有機(jī)碳(POC)等形式水平方向輸送入海洋,之后或通過沉積生物泵(BP)機(jī)制埋藏固持于近海沉積物,或通過微型生物碳泵(MCP)機(jī)制[5],產(chǎn)生惰性溶解有機(jī)碳(RDOC),進(jìn)而在海水中儲存數(shù)千年[6](圖1)。

圖1 濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)廣義的碳匯過程Fig.1 Broad carbon sink process of coastal blue carbon wetlands ecosystem ER: 生態(tài)系統(tǒng)呼吸;GPP: 總初級生產(chǎn)力;NEP: 凈生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生力;DOC: 溶解有機(jī)碳; POC: 顆粒態(tài)有機(jī)碳; DIC:溶解無機(jī)碳; RROC: 惰性溶解有機(jī)碳

唐劍武等[7]提出了一個廣義的海岸帶藍(lán)碳的定義,即濱海鹽沼、紅樹林和海草床等海岸帶高等植物以及浮游植物、藻類和貝類生物等, 在自身生長和微生物的共同作用下, 將大氣中的CO2吸收、轉(zhuǎn)化并長期保存到海岸帶底泥中的碳,以及其中一部分從海岸帶向近海及大洋輸出的有機(jī)碳。濱海鹽沼生態(tài)系統(tǒng)常被認(rèn)為是一個碳輸出的溢出系統(tǒng)[8]。盡管,濱海鹽沼生態(tài)系統(tǒng)土壤中埋藏著來源于自身植物光合固定的碳[9],但是,濱海鹽沼生態(tài)系統(tǒng)也是一個初級生產(chǎn)的泵,它源源不斷地向周邊環(huán)境,包括近海海域以碎屑和DOC的形式輸出有機(jī)物質(zhì)[10]。海草床生態(tài)系統(tǒng)植物光合固定的碳也有相當(dāng)大的比例輸出到“海草床生態(tài)系統(tǒng)”之外,甚至有一定比例的海草植物葉片直接被草食性動物(草食性魚類和海龜?shù)?取食而“溢出”海草床生態(tài)系統(tǒng)[11—12]。Duarte等[13]研究發(fā)現(xiàn)海草床約50%—70%的凈初級生產(chǎn)力“溢出”到其生態(tài)系統(tǒng)之外并埋藏在其它地方。也就是說,濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)是一個開放的生態(tài)系統(tǒng),其自身生態(tài)系統(tǒng)通過光合作用吸收的碳并未全部原位固持在自身生態(tài)系統(tǒng)的沉積物/土壤中,而是部分輸出到其周邊生態(tài)系統(tǒng)(包括海洋生態(tài)系統(tǒng))的沉積物和土壤中并長期固持下來。另一方面,對于河口藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng),同時還是一個收納其入海河流流域水平碳通量輸出的重要“聚集系統(tǒng)”,河流流域上、中和下游的森林生態(tài)系統(tǒng)光合固持的有機(jī)碳隨著水土流失和河流徑流也將輸出到河口鹽沼和紅樹林生態(tài)系統(tǒng),并可長期埋藏在以上濕地的沉積物中。

濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯的定義可以分別在狹義和廣義兩個層面加以界定。狹義的濱海濕地藍(lán)碳碳匯僅指某一濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)植物光合凈吸收并長期固持在自身生態(tài)系統(tǒng)中的碳;廣義的濱海濕地碳匯指除了本生態(tài)系統(tǒng)植物光合作用凈吸收并長期固持在自身生態(tài)系統(tǒng)中的碳以外,還包括該系統(tǒng)植物光合作用固定但最終通過橫向傳輸過程輸送到海洋生態(tài)系統(tǒng)并長期固執(zhí)在海洋沉積物和海水中的碳(圖1)。按照狹義的濱海藍(lán)碳濕地碳匯的定義,對于濱海鹽沼生態(tài)系統(tǒng)和海草床生態(tài)系統(tǒng),考慮到其地上植物部分很難長時間封存其光合吸收的碳,故在計量其碳匯速率時一般僅考慮濱海鹽沼植物和海草床植物光合固定并最終埋藏在其自身生態(tài)系統(tǒng)土壤中的碳,圖2為在狹義濱海藍(lán)碳濕地碳匯的框架下,3個濱海藍(lán)碳生態(tài)系統(tǒng)植物光合固碳后的形成碳匯部分及非碳匯部分(圖2)。

圖2 濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)狹義碳匯定義下的植物光合固碳的碳匯和非碳匯去向Fig.2 Directions of carbon sink and non-carbon sink of photosynthetic carbon fixation by coastal blue carbon wetland ecosystem plants under narrow carbon sink definition

2 濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率測定方法

濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率的測定雖已有文獻(xiàn)報道,也提出了包括沉積物碳累積+植被凈初級生產(chǎn)力法以及生態(tài)系統(tǒng)碳通量收支法[1—2,14]。但是由于濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)的復(fù)雜性,目前關(guān)于濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率的測定,不論是在方法學(xué)上,還是具體的測定技術(shù)等方面仍均面臨著較大的挑戰(zhàn)。下面分別闡述目前濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率測定的常用方法,并分析討論各方法面臨的主要問題。

2.1 生態(tài)系統(tǒng)碳通量法

濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率測定中不可回避的一個重要指標(biāo)是凈生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力(NEP)。NEP反映了濕地生態(tài)系統(tǒng)兩大通量(光合作用和呼吸作用)間的差值,即濕地植被總光合作用速率減去濕地生態(tài)系統(tǒng)呼吸作用消耗的光合作用產(chǎn)物的速率(這里的呼吸作用包括自養(yǎng)呼吸和異養(yǎng)呼吸),是生態(tài)系統(tǒng)尺度上光合作用和呼吸作用平衡的結(jié)果,即常說的濕地生態(tài)系統(tǒng)固碳速率,也可以認(rèn)為是碳匯速率,即單位面積濕地生態(tài)系統(tǒng)在單位時間內(nèi)對大氣CO2的凈固持量。然而,鑒于測定技術(shù)的限制,目前還很難準(zhǔn)確測定這個指標(biāo)。研究者們更多是采用近似的方法加以估測,其中運(yùn)用最多的就是濕地生態(tài)系統(tǒng)年尺度凈生態(tài)系統(tǒng)二氧化碳交換(NEE),并以此表征濕地生態(tài)系統(tǒng)年尺度NEP。NEE是氣象學(xué)家的定義,正值代表生態(tài)系系統(tǒng)凈排放CO2,負(fù)值代表凈吸收CO2。當(dāng)然,測算濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率(C g m-2a-1)還應(yīng)該同時測定和扣除濕地生態(tài)系統(tǒng)年尺度甲烷(CH4)排放通量。Gallagher等[1]認(rèn)為濕地生態(tài)系統(tǒng)碳通量法是測定濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率的一個“間接”方法。開放的濱海鹽沼生態(tài)系統(tǒng)和海草床生態(tài)系統(tǒng)植物光合固碳的一部分最終以無機(jī)碳和有機(jī)碳的形式通過潮水和地下水的橫向傳輸輸送到周邊近海海域[15—16],因而沒有能夠固持在自身生態(tài)系統(tǒng)中,而碳通量法測定的結(jié)果沒有扣除該部分碳通量,因此,通過生態(tài)系統(tǒng)碳通量法測定的濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)NEE所表征的碳匯速率,嚴(yán)格講屬于的濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)廣義碳匯速率。目前主要的技術(shù)支持途徑包括渦度協(xié)方差通量塔法和箱式法。

2.1.1渦度協(xié)方差通量塔法

目前渦度協(xié)方差通量塔法被廣泛應(yīng)用于自然生態(tài)系統(tǒng)NEE的測定。該方法基于微氣象學(xué)原理,通過安裝在通量塔上的開路式(或閉路式)紅外氣體分析儀和三維超聲風(fēng)速儀直接測定和計算一定范圍(數(shù)m2到 數(shù)km2)內(nèi)的生態(tài)系統(tǒng)NEE,是高時間分辨率測定生態(tài)系統(tǒng)與大氣間凈CO2通量的主流方法[17]。雖然已發(fā)表的一些文獻(xiàn)的題目并未涉及到碳匯速率,但這些研究運(yùn)用渦度協(xié)方差通量塔法測定了濱海鹽沼生態(tài)系統(tǒng)和紅樹林生態(tài)系統(tǒng)年尺度上的NEE[18—22],也就是測定了濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率,但是,目前均較少同步測定CH4排放通量并加以扣除。Heilman等[18]較早運(yùn)用渦度協(xié)方差通量塔法研究了美國紐卡斯河三角洲濱海沼澤濕地生態(tài)系統(tǒng)NEE,研究表明:潮水水淹增加可促進(jìn)濱海沼澤濕地NEE,潮水水淹階段日尺度為碳源(0.16 mol m-2d-1),潮水退去濕地變干時為碳匯(-0.14 mol m-2d-1)。渦度協(xié)方差通量塔法具有高時間分辨率(如每半小時)測定生態(tài)系統(tǒng)NEE的優(yōu)點(diǎn),并可以捕獲極端天氣事件(如氣象干旱等)對于NEE的影響,特別是對于研究者難以高頻率到達(dá)的濱海藍(lán)碳濕地,渦度協(xié)方差通量塔法具有明顯的優(yōu)勢。但是由于渦度協(xié)方差通量塔建設(shè)和后期管理成本較高,在一定程度上限制了其廣泛的應(yīng)用。

2.1.2箱式法

在沒有安裝渦度協(xié)方差通量塔的濱海鹽沼濕地,透明箱以及黑布遮蓋+紅外氣體分析儀相結(jié)合的方法在測定碳收支和碳匯速率方面也得到較廣泛的應(yīng)用[23—26]。該方法成本較低,相對簡單易行,其優(yōu)勢在于可以在一個河口區(qū)的多個濱海沼澤濕地同步開展測定,特別是對于有多影響因子處理和重復(fù)(如氮負(fù)荷增加處理、增溫處理或海平面上升處理等)的濱海鹽沼濕地研究樣地,該方法具有很大的優(yōu)勢。該方法的具體測定步驟如下:

(1)瞬時NEE、生態(tài)系統(tǒng)呼吸(ER)和CH4排放通量的測定

每月選擇2—3個晴天,在中午光照較高時段使用不同遮光率布匹遮住透明靜態(tài)箱以模擬不同光照強(qiáng)度,運(yùn)用CO2/H2O氣體分析儀,分別測定不同透光率情景下靜態(tài)箱內(nèi)CO2濃度。在有光情景測定結(jié)束后,最后用透光率為0%的黑布遮住靜態(tài)箱,測定黑暗情景下靜態(tài)箱內(nèi)CO2濃度。濱海沼澤濕地瞬時NEE 和ER根據(jù)靜態(tài)箱內(nèi)CO2濃度的變化率計算得出[19,24]。NEE和ER測定結(jié)束后,利用靜態(tài)暗箱或采集氣樣實(shí)驗室利用氣相色譜儀測定CH4氣體濃度,或原位運(yùn)用CH4/CO2/H2O氣體分析儀直接測定靜態(tài)箱內(nèi)CH4濃度,最后根據(jù)靜態(tài)箱內(nèi)CH4濃度的變化率計算CH4排放通量[27—28]。

(2) 年尺度上總光合作用吸收量、NEE和ER估算

總光合作用吸收量表征指標(biāo)包括總初級生產(chǎn)力(GPP)[29—30], 總光合產(chǎn)物(GPP)[31]、總生態(tài)系統(tǒng)交鐵(GEE)[24, 32—33],這些指標(biāo)均表示生態(tài)系統(tǒng)通過光合作用對與大氣中CO2的總吸收量。這里以GEE為例介紹由GEE和ER推算NEE的方法。GEE為負(fù)值,表示生態(tài)系統(tǒng)光合作用吸收大氣中的CO2[32]?；诓煌庹涨榫跋聹y定的瞬時NEE和ER,根據(jù)GEE與NEE和ER的關(guān)系式[32,24]計算生態(tài)系統(tǒng)GEE,然后建立GEE與光合有效輻射值(PAR)的擬合關(guān)系模型,同時建立ER與氣溫的擬合關(guān)系。

GEE與NEE和ER的關(guān)系式見公式1[24,32]:

GEE=NEE-ER

(1)

GEE與PAR的直角雙曲線擬合:

GEE=[a×I/(b+I)]

(2)

式中,GEE:μmol CO2m-2s-1,I為PAR(μmol m-2s-1),a, b為常數(shù)[24]。

每5 min或10 min 1次的PAR數(shù)據(jù)由測定樣地附近的氣象站讀取,根據(jù)公式2計算每5 min或10 min 1次的GEE值,將每天內(nèi)5 min或10 min間隔的GEE值求和得出日尺度GEE累計值,然后尺度上移可計算月尺度GEE累計值和年尺度GEE累計值(g CO2m-2a-1)。

ER與氣溫按按以下指數(shù)方程進(jìn)行擬合[32,24]:

ER =AeB×T

(3)

式中,ER為生態(tài)系統(tǒng)呼吸速率 (μmol CO2m-2s-1),T為氣溫(℃),A,B為經(jīng)驗常數(shù)[34]。

每5 min或10 min 1次的氣溫數(shù)據(jù)由測定樣地附近的氣象站讀取,利用公式3得出每5 min或10 min 1次的ER 值,將每天內(nèi)5 min間隔的ER值求和得出日尺度ER累計值,然后尺度上移可計算月尺度ER累計值和年尺度ER累計值(g CO2m-2a-1)。NEE月累計值通過GEE月累計值與ER月累計值由公式(1)計算得出,各月NEE數(shù)值求和便得到年尺度的NEE(g CO2m-2a-1)。

(3)濱海鹽沼濕地生態(tài)系統(tǒng)年尺度藍(lán)碳碳匯的估算

根據(jù)每月測定的CH4排放通量,估算濱海鹽沼濕地生態(tài)系統(tǒng)年CH4排放通量,并根據(jù)百年尺度CH4全球變暖潛力值(GWP)25[35],或百年尺度CH4持續(xù)增溫潛勢值(SGWPs)45[36—37],將年CH4排放通量轉(zhuǎn)化為CO2當(dāng)量排放通量。

濱海鹽沼濕地生態(tài)系統(tǒng)藍(lán)碳碳匯速率可由NEE與CH4排放通量的代數(shù)和計算得出,公式如下:

CSeq= NEE+Fmethane

(4)

式中,CSeq: 濕地生態(tài)系統(tǒng)年尺度碳匯速率(g CO2-eq m-2a-1); NEE: 濕地生態(tài)系統(tǒng)年尺度CO2凈交換量(g CO2m-2a-1);Fmethane: 濕地生態(tài)系統(tǒng)年尺度CH4排放通量的CO2當(dāng)量通量值(g CO2-eq m-2a-1)。

2.2 沉積物碳累積+植被凈初級生產(chǎn)力結(jié)合法

沉積物/土壤碳積累速率可表征濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)凈碳平衡,它是濕地生態(tài)系統(tǒng)碳輸入(包括植物光合作用碳輸入和外源碳輸入)和碳損失(CO2和CH4排放及地表和地下水中DOC的輸出)的平衡值[2,38]。通過測定紅樹林生態(tài)系統(tǒng)沉積物碳累積速率,同時測定其植被凈初級生產(chǎn)力(NPP),最后將兩者相加可得出紅樹林生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率。目前關(guān)于濱海濕地沉積物碳積累的測定方法較為成熟。此外,年尺度沉積物碳積累測定被認(rèn)為是“扣除”濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)碳收支中的橫向碳輸出量,而運(yùn)用渦度協(xié)方差通量塔法或箱式法未“扣除” 橫向碳輸出量[39]。

以下分別介紹濱海濕地沉積物碳累積的測定方法以及植物部分碳匯速率計算方法。

2.2.1沉積物碳累積速率的測定

當(dāng)濕地植物生物量處于一個較長期的穩(wěn)定狀態(tài),其固定的大氣中的碳的大部分以較快的速度埋藏進(jìn)入沉積物中[40]。因此,測定濱海濕地沉積物/土壤的碳累積、或稱碳埋藏一般被認(rèn)為是測定濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率的直接方法[1,2]。目前采用的技術(shù)方法主要包括土芯+同位素定年方法及地表高程變化法。

(1)土芯+同位素定年結(jié)合法

該方法通過采集濱海藍(lán)碳濕地一定深度的沉積物土芯(如0—150 cm)并分層(如2 cm分層),實(shí)驗室測定各土層有機(jī)碳含量和容重,最終計算濱海藍(lán)碳濕地單位面積、一定深度沉積物的碳儲量,同時通過210Pb和137Cs測年,評估沉積物不同分層的沉積年限,最終確定濱海藍(lán)碳濕地單位面積、一定時間段(較長期:50—100年,或短期<50年)沉積物碳累積速率、或稱碳埋藏速率、或稱碳垂直沉積速率[41—43],并由此計算年尺度碳匯速率(C g m-2a-1)。因為210Pb和137Cs測年需要沉積物樣完全未受擾動才能反映真實(shí)沉積狀況,考慮到濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)沉積物多受到人類活動的干擾和多動力因素的影響,有時需要采取包括人工放射性核素(如239+240Pu)在內(nèi)的多種方法加以定年[44]。

(2)地表高程變化法

該方法運(yùn)用水平標(biāo)志層[45]或地表高程-標(biāo)志層監(jiān)測體系(SET)[46]測定濱海藍(lán)碳濕地當(dāng)年沉積物沉積速率[46—47]。采集當(dāng)年沉積物樣品,室內(nèi)測定沉積物有機(jī)碳含量和土壤容重,計算濱海藍(lán)碳濕地單位面積當(dāng)年沉積形成的碳儲量,最終計算當(dāng)年沉積物碳累積速率,即年碳匯速率(C g m-2a-1)。雖然地表高程變化可能受到地表沉積和侵蝕等因素的影響,但由于該方法具有高精度和反復(fù)測量的優(yōu)勢,目前已在全球濱海藍(lán)碳濕地垂直沉積速率測量中得到廣泛應(yīng)用[48],成為濱海鹽沼和紅樹林生態(tài)系統(tǒng)地表高程變化的標(biāo)準(zhǔn)測量方法。

2.2.2植被NPP的測定

植被凈初級生產(chǎn)力(NPP)是一個生態(tài)系統(tǒng)中植被部分單位時間、單位面積通過光合作用固定的CO2量減去植物自養(yǎng)呼吸后的剩余部分,包括植被地上凈初級生產(chǎn)力和植被地下凈初級生產(chǎn)力。對于紅樹林生態(tài)系統(tǒng),在計量其碳匯速率時,需要測定紅樹植物地上和地下部分年尺度NPP的變化。利用紅樹植物地上生物量估測模型(異速生長方程)估算紅樹植物在年初和年末的地上生物量,并結(jié)合紅樹植物碳含量的測定,最終估算紅樹植被地上NPP和紅樹植物地上部分碳匯速率(g C m-2a-1)是常用的方法。不同紅樹林樹種的異速生長方程存在差異,地域的不同也有可能導(dǎo)致同種紅樹植物異速生長方程存在差異[49],因此,急需建立不同紅樹樹種以及同一樹種在不同區(qū)域的異速生長方程以滿足紅樹林生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率計量的需求。如何測定紅樹植被地下NPP,進(jìn)而估算紅樹植物地下部分碳匯速率,卻是一個很大的挑戰(zhàn)。目前,較多應(yīng)用的方法是運(yùn)用內(nèi)生長土芯法[50],該方法可以測定在一定時間尺度、一定土體新生長的紅樹植物根系的生物量。近年來,微根管技術(shù)也開始在原位測定紅樹植物地下根系的長度、直徑、密度及生命長度中應(yīng)用[51]。濱海鹽沼植被地上部分NPP的測定可運(yùn)用樣方收獲法。海草床海草植被地上部分NPP的測定較為困難,一般根據(jù)不同的海草生長型,靈活采用葉片針孔標(biāo)記法或剪葉標(biāo)記法。葉片針孔標(biāo)記法適用于葉片更替型海草植物,這類海草植物種類較多,如鰻草屬(Zostera)、海菖蒲屬(Enhalus)、蝦形草屬(Phyllospadix)、泰來草屬(Thalassia)等;剪葉標(biāo)記法適用于非葉片更替型海草,主要是喜鹽草屬(Halophila)海草[52]。

此外,運(yùn)用遙感技術(shù),特別是近年來出現(xiàn)的激光雷達(dá)數(shù)據(jù)以及高光譜數(shù)據(jù),結(jié)合地面紅樹林植物地上生物量的測定和光譜值的測定,建立紅樹林植物地上生物量光譜估測模型,并結(jié)合紅樹植物碳含量的測定,最終估算紅樹林植被年尺度地上生物量的變化[53],也可估算紅樹植物地上部分碳匯速率。

2.2.3沉積物碳累積+植被NPP結(jié)合法的思考

濱海藍(lán)碳濕地沉積物碳積累與濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯的關(guān)系較為復(fù)雜。Gallagher等[1]認(rèn)為濱海藍(lán)碳濕地沉積物碳積累速率應(yīng)減去外源碳的初始輸入速率。此外,在估算濱海藍(lán)碳濕地沉積物對于通過植物光合凈吸收并固持的大氣中的C量時,濱海藍(lán)碳濕地沉積中原有的惰性碳(如黑炭),在理論上應(yīng)該從沉積物碳積累速率中扣除[54]。濱海藍(lán)碳濕地沉積物/土壤中微塑料碳也被錯誤地統(tǒng)計到濱海藍(lán)碳生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率中[55],而微塑料碳的外來性顯然不應(yīng)該屬于濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯計量的范圍。沉積物C:N 同位素比值、沉積物有機(jī)碳δ13C值等均可用于辨識沉積物中外源和自身碳[14,56]。一些學(xué)者認(rèn)為區(qū)分濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)沉積物中自身和外源碳在其沉積物固持有機(jī)碳中的比例至關(guān)重要,因為外源有機(jī)碳并不一定來自濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)對于大氣CO2的凈吸收和固持。一些研究表明:對于濱海鹽沼和海草床生態(tài)系統(tǒng),非自身產(chǎn)生的外源有機(jī)碳在其沉積物長期固持的有機(jī)碳中占據(jù)了較大的比例,只有部分長期固持的有機(jī)碳來自濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)植被凋落物分解和根系死亡后的碳輸入[14,57]。

如何評估濱海藍(lán)碳濕地植被NPP與碳匯速率的關(guān)系也面臨許多問題。目前中國關(guān)于濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率測定的行業(yè)和地方標(biāo)準(zhǔn)均采用濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)植被NPP和沉積物碳累積相結(jié)合法。對于紅樹林生態(tài)系統(tǒng),紅樹植物地上莖生物量在較長時間尺度存在,可以認(rèn)為是對大氣中CO2的長期固持,故可以被計量到紅樹林生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率中。但是,對于濱海鹽沼生態(tài)系統(tǒng)和海草床生態(tài)系統(tǒng),在估算其生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率時,地上植被NPP是否考慮?如從廣義碳匯的角度出發(fā)加以考慮,其對于濱海鹽沼生態(tài)系統(tǒng)和海草床生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率的貢獻(xiàn)率是多少?鹽沼植物和海草床植物地上部分凋落物既可原位分解并固持碳在濕地土壤中,也有異位分解(由于潮水的作用,最終發(fā)生分解過程的空間位置已偏離鹽沼濕地,或被直接沖入近海海域)。海草床生態(tài)系統(tǒng)一定比例的葉片還可被草食性動物(草食性魚類和海龜?shù)?取食,此部分約占海草葉片(地上部分)生產(chǎn)力的10%[11—12]。由于濱海濕地年尺度植被地下NPP的測定較為困難,如何將紅樹林、濱海鹽沼和海草床生態(tài)系統(tǒng)年尺度地下植被NPP計量到其碳匯速率中也是一個難題。表1比較了濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率不同測定方法的優(yōu)點(diǎn)、存在的問題和挑戰(zhàn)。

表1 濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率不同測定方法的優(yōu)缺點(diǎn)比較Table 1 Comparison of methods for estimating carbon sink rates in coastal blue carbon wetland ecosystems

3 中國濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率

3.1 中國濱海鹽沼和海草床生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率

目前嚴(yán)格運(yùn)用沉積物碳累積+植被NPP法或生態(tài)系統(tǒng)碳通量法測定中國濱海鹽沼和海草床生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率的研究極少。已有的研究只是單獨(dú)測定濱海鹽沼植被NPP,并將鹽沼植被NPP等同于鹽沼植被固碳能力。梅雪英和張修峰[58]通過收割法測定長江口崇明東灘蘆葦(Phragmitesaustralis)沼澤秋季地上生物量,并依據(jù)地下生產(chǎn)力與地上生產(chǎn)力的比例,推算出崇明東灘蘆葦植被NPP為1110—2410 g C m-2a-1;索安寧等[59]運(yùn)用同樣方法測定遼河三角洲蘆葦植被NPP為4212 g C m-2a-1,翅堿蓬(Suaedaheteroptera)植被NPP為1296 g C m-2a-1;張緒良等[60]通過收割法測定黃河三角洲蘆葦濕地、鹽地堿蓬(Suaedasalsa)濕地秋季植被NPP,兩者分別為1230—1950 g C m-2a-1和660—780 g C m-2a-1?？紤]到中國南方濱海鹽沼濕地植物(如蘆葦、互花米草(Spartinaalterniflora))等在一年四季均生長,用一年夏秋季某一月份地上、地下生物量表征其初級生產(chǎn)力是否合適?是測定我國南方濱海鹽沼濕地植被NPP面臨的一個主要問題。張林海[61]根據(jù)“增重累積法”測定閩江河口互花米草植被NPP最高(1401.4 g C m-2a-1),而蘆葦、短葉茳芏(Cyperusmalaccensis)沼澤植被NPP相對較低,分別為1056.8和1035.1 g C m-2a-1。

此外,一些研究報道了利用渦度協(xié)方差通量塔法測定黃河口鹽沼生態(tài)系統(tǒng)生長季或水淹情景下的NEE[6,29,62],但是未見年尺度NEE的報道。 Yan等[20]運(yùn)用渦度協(xié)方差通量塔法測定長江口互花米草群落、蘆葦群落和藨草(Scirpus)群落鑲嵌體年尺度NEE,研究結(jié)果表明3個植物群落鑲嵌體在年尺度上為碳匯, NEE日均值為-1.75 g C m-2day-1,換算為年尺度NEE累積值為-638.8 g C m-2a-1。但是,以上研究未同時測定CH4排放通量,故并沒有從NEE中扣除CH4排放通量并計算其碳匯速率。

林曉雪等[63]運(yùn)用生態(tài)系統(tǒng)碳通量箱式法,同步測定了閩江河口蘆葦沼澤濕地年尺度NEE和CH4排放通量,根據(jù)100年尺度單位CH4的全球變暖潛勢(GWP),得出蘆葦沼澤濕地年尺度CH4排放通量為(210.6±32.0) g CO2-eq m-2,并最終估算出閩江河口蘆葦沼澤濕地碳匯速率為(5371.5±337.0) g CO2-eq m-2a-1,換算成碳為(1464.9±91.9) g C m-2a-1,其中,CH4排放通量抵消蘆葦沼澤濕地輻射冷卻效益的3.8%。侯雪景等[42]運(yùn)用采集土芯+210Pb 和137Cs測年方法測定得出膠州灣大沽河口蘆葦沼澤濕地沉積物碳累積速率為93.5 g C m-2a-1。高亞平等[64]運(yùn)用葉片針孔標(biāo)記法測定了山東榮成桑溝灣大葉藻(Zosteramarine)地上部分NPP及大葉藻葉片碳含量,得出大葉藻植被碳匯速率為543 g C m-2a-1,低于根據(jù)大型海草地上部分NPP 估算的碳匯速率(375 g C m-2a-1)[11]。Huang等[65]研究表明:中國東沙群島分布的絲粉藻屬(Cymodocea)、二藥藻屬(Halodule)、泰來藻(Thalassiahemprichii)等地上葉片和地下部分最終的碳埋藏速率為34.5 g C m-2a-1,低于全球海草生態(tài)系統(tǒng)平均碳埋藏速率(83 g C m-2a-1)[66]。遺憾的是,目前未見利用沉積物碳累積+植被NPP法測定中國濱海鹽沼和海草床生態(tài)系統(tǒng)年尺度碳匯速率的報道。

3.2 中國紅樹林生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率

同樣,目前嚴(yán)格運(yùn)用沉積物碳累積+植被NPP法測定中國紅樹林生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率的研究也很少。張莉等[67]基于中國不同濱海地區(qū)紅樹林群落NPP值(干重)為1149—3640 g m-2a-1,以及紅樹林土壤呼吸消耗約1/3的NPP,推算出中國濱海紅樹林生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率為209—661 g C m-2a-1。毛子龍等[68]通過生物量測定、凋落物測定以及土壤CO2和CH4通量測定,基于碳收支法計算得出深圳福田秋茄紅樹林生態(tài)系統(tǒng)為大氣中CO2的匯,碳匯速率為648—2384 g C m-2a-1。

孫明等[22]運(yùn)用渦度協(xié)方差通量塔法測定廣西北海以白骨壤(Aricenniamarina) 群 落 為 主,混 生 少 量 秋 茄(Kandeliaobovata) 和桐花樹(Aegicerascorniculata)的紅樹林生態(tài)系統(tǒng)年尺度NEE為-386.7 g C m-2a-1。陳卉[69]運(yùn)用渦度協(xié)方差通量塔法測定福建云霄紅樹林生態(tài)系統(tǒng)和廣東高橋紅樹林生態(tài)系統(tǒng)(主要優(yōu)勢紅樹植物均為桐花樹、秋茄和白骨壤等)2009—2012年的NEE,2個紅樹林生態(tài)系統(tǒng)3年NEE的均值分別為-683、-721 g C m-2a-1。Guo 等[19]運(yùn)用渦度協(xié)方差通量塔法測定長江口崇明島互花米草群落、蘆葦群落和藨草群落鑲嵌體的NEE,研究結(jié)果表明:河口潮汐沼澤NEE受到潮汐的強(qiáng)烈影響,高潮攤潮汐沼澤濕地具有更高的碳匯速率,潮汐沼澤濕地NEE呈現(xiàn)出以10—20天為周期、明顯受潮汐驅(qū)動的時間格局。Liu等[21]利用渦度協(xié)方差通量塔法連續(xù)3年測定香港米鋪?zhàn)匀槐Ｗo(hù)區(qū)秋茄紅樹林生態(tài)系統(tǒng)年尺度NEE和CH4排放通量,秋茄紅樹林年尺度NEE為-891—-690 g C m-2·a-1,年尺度CH4排放通量均值為(11.7± 0.4)g CH4m-2a-1,最終根據(jù)20年和100年尺度CH4持續(xù)增溫潛勢(SGWPs)[36—37],計算得出秋茄紅樹林生態(tài)系統(tǒng)在20年和100年時間尺度的碳匯速率為1376—2169 g CO2-eq m-2a-1。

3.3 中國國家尺度濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯規(guī)模

近年來,中國科學(xué)家利用沉積物碳埋藏法估算中國濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)年碳匯規(guī)模, 結(jié)果匯總見表2。這些研究均表明中國濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)是重要的碳匯, 具有較大的沉積物碳埋藏量,但是不同研究的估算結(jié)果存在一定的差異。在3個濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)類型中,濱海鹽沼碳埋藏量最大,占濱海藍(lán)碳濕地碳埋藏總量的76%—91%,其次是紅樹林生態(tài)系統(tǒng),海草床生態(tài)系統(tǒng)沉積物碳埋藏量最低,占比僅為2%—5%。Fu等[41]和周晨昊等[70]估算的中國濱海藍(lán)碳濕地濱海濕地碳埋藏量分別0.21、0.35—0.8 Tg C/a,遠(yuǎn)低于Wang等[71]基于美國濱海濕地碳沉積數(shù)據(jù)和濕地調(diào)查數(shù)據(jù)估算的美國濱海藍(lán)碳濕地碳埋藏量(4.2—5.0 Tg C/a)。

表2 中國濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)碳埋藏速率、埋藏量及與全球的比較Table 2 Carbon accretion rates and carbon accretion of coastal blue wetland ecosystems in China and world

周晨昊等[70]的研究中,濱海鹽沼、紅樹林和海草床生態(tài)系統(tǒng)沉積物碳年埋藏速率是直接利用全球的均值,而Fu等[41]根據(jù)自己采集的紅樹林、鹽沼和海草床的土芯測得的沉積物年碳埋藏速率數(shù)據(jù)以及已發(fā)表的中國濱海藍(lán)碳濕地73個土芯測年數(shù)據(jù)得出中國國家尺度濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)沉積物年碳埋藏速率。以上研究結(jié)果存在差異的主要原因除了各個濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率的不同,各研究中采用的中國濱海鹽沼、紅樹林的面積也不同。濱海藍(lán)碳生態(tài)系統(tǒng)由于其面積相對較小,因此,目前在區(qū)域和國家尺度估算森林、草原生態(tài)系統(tǒng)碳匯規(guī)模的生態(tài)系統(tǒng)過程模型模擬法以及大氣反演法均十分不適合在濱海藍(lán)碳生態(tài)系統(tǒng)碳匯規(guī)模估算中應(yīng)用。此外,由于中國濱海藍(lán)碳濕地還未建立完善的渦度協(xié)方差通量塔觀測網(wǎng),因此,也未見運(yùn)用渦度協(xié)方差通量塔網(wǎng)測定和估算的國家尺度濱海藍(lán)碳生態(tài)系統(tǒng)NEE數(shù)據(jù),以及由其表征的國家或區(qū)域尺度碳匯規(guī)模的報道。

全球尺度濱海鹽沼和紅樹林生態(tài)系統(tǒng)的碳匯速率十分接近,兩者的碳匯速率幾乎是海草床的2倍,濱海鹽沼的碳埋藏量最大,明顯高于其它2個濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)類型(表2)。Duarte等[66]同時還估算了基于生態(tài)系統(tǒng)NEP表征的全球尺度濱海藍(lán)碳濕地碳匯速率和碳匯規(guī)模,紅樹林、濱海鹽沼和海草床的碳匯速率分別221,1585、1211 g C m-2a-1,碳匯規(guī)模分別為44634 Tg C/a和 400 Tg C/a,其中濱海鹽沼和海草床碳匯速率明顯高于這兩個生態(tài)系統(tǒng)基于沉積物碳埋藏表征的碳匯速率,幾乎是后者的10倍,這也表明:濱海鹽沼和海草床生態(tài)系統(tǒng)均為輸出碳的“溢出系統(tǒng)”,其植物光合作用固定的碳絕大部分均隨著潮水和地下水輸送到海洋生態(tài)系統(tǒng),而并未固持埋藏在本生態(tài)系統(tǒng)沉積物/土壤中。

4 展望與挑戰(zhàn)

在中國“雙碳戰(zhàn)略”實(shí)踐中,清查法、生態(tài)系統(tǒng)過程模型模擬法、大氣反演法等方法在估算國家尺度和區(qū)域尺度森林生態(tài)系統(tǒng)、草原生態(tài)系統(tǒng)碳匯規(guī)模方面已經(jīng)得到較好的應(yīng)用[73]。然而,對于眾多面積小,零散分布的濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率測定和碳匯規(guī)模的估算,不論是在碳匯速率定義的界定,還是測定和估算方法等方面仍均面臨著較多的問題。周晨昊等[70]對中國海岸帶藍(lán)碳生態(tài)系統(tǒng)碳匯潛力進(jìn)行了文獻(xiàn)整理和初步分析,Fu等[41]結(jié)合自己采集的土芯以及已發(fā)表的中國濱海藍(lán)碳濕地土芯測年數(shù)據(jù)估算了中國國家尺度濱海藍(lán)碳濕地沉積物年碳埋藏速率。但是中國目前還沒有在國家尺度上運(yùn)用沉積物碳累積+植被NPP法,或碳通量收支法估算的濱海藍(lán)碳濕地碳匯速率及碳匯規(guī)模的數(shù)據(jù)。Macreadie 等[74]在總結(jié)濱海藍(lán)碳研究的10個重要科學(xué)問題時,將“如何減少藍(lán)碳估算中的不確定性”作為重要問題之一加以提出。濱海濕地藍(lán)碳碳匯速率的準(zhǔn)確測定是區(qū)域尺度藍(lán)碳碳匯規(guī)模估算的重要基礎(chǔ)。目前,我國濱海濕地生態(tài)恢復(fù)與生態(tài)建設(shè)如火如荼,如何準(zhǔn)確、快速地計量濱海濕地生態(tài)恢復(fù)與建設(shè)中藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)新增碳匯規(guī)模,為開展碳貿(mào)易工作提供碳匯計量方法學(xué)與具體技術(shù)的支撐,是一項急迫的任務(wù)。

首先要明確濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率的定義,無論是采用狹義還是廣義的濱海藍(lán)碳濕地碳匯速率的定義,在使用前均要加以說明。目前我國已出臺的關(guān)于濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率計量的部門和行業(yè)標(biāo)準(zhǔn),全部采用的是沉積物碳累積+植被凈初級生產(chǎn)力法。濱海鹽沼和海草床生態(tài)系統(tǒng)由于其明顯的開放性,其地上植被NPP并未被計量到碳匯速率中,這顯然是基于濱海藍(lán)碳碳匯速率的狹義定義的計量方法。

申霞等[75]通過對碳通量原位測定、碳收支過程測定、土壤碳儲量變化測定的綜述,分析和討論了濱海鹽沼碳匯速率不同測定方法的優(yōu)缺點(diǎn),陳鷺真[76]綜述了地表高程變化法在濱海藍(lán)碳碳收支評估中的應(yīng)用,以上文獻(xiàn)對于在中國開展濱海藍(lán)碳濕地碳匯速率的計量具有很好的指導(dǎo)意義。目前由于濱海濕地藍(lán)碳碳匯速率計量方法并未統(tǒng)一,且3個主要濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和生態(tài)過程各具特點(diǎn),給濱海藍(lán)碳濕地碳匯速率的測定結(jié)果帶來了較大的確定性,因此如何減少濱海濕地藍(lán)碳碳匯速率測定的不確定性,是目前濱海濕地藍(lán)碳碳匯速率測定和區(qū)域尺度碳匯規(guī)模估算的一個重要任務(wù)與挑戰(zhàn)。

展望未來,中國在濱海藍(lán)碳濕地碳匯速率和規(guī)模計量中須加強(qiáng)以下幾個方面的基礎(chǔ)研究。

(1)對于中國濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)的主要類型(紅樹林、鹽沼和海草床),選取各自的優(yōu)勢植物群落類型和典型的生境,分別運(yùn)用沉積物碳累積+植被NPP法、生態(tài)系統(tǒng)碳通量法測定其碳匯速率,分別建立嚴(yán)格的碳匯速率計量方法,并通過比較研究,量化運(yùn)用以上2種不同計量方法計量的碳匯速率可能的差值范圍。

(2)Wang 等[77]利用美國濱海濕地碳沉積數(shù)據(jù)和美國濕地調(diào)查數(shù)據(jù),系統(tǒng)估算了美國國家尺度濱海濕地固碳速率和規(guī)模,并對未來美國濱海濕地碳匯功能進(jìn)行模擬預(yù)測。中國今后也需要在已有的約30個地表高程監(jiān)測樣點(diǎn)[76]的基礎(chǔ)上,在濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)不同類型、同一生態(tài)系統(tǒng)類型不同植物群落類型、同一植物群落類型不同生境(水文梯度、鹽度梯度和養(yǎng)分狀況等)建立更具系統(tǒng)性和代表性的中國濱海藍(lán)碳濕地地表高程測定系統(tǒng)網(wǎng)絡(luò),獲取中國濱海藍(lán)碳濕地沉積物沉積速率和土壤碳含量的系統(tǒng)數(shù)據(jù),為運(yùn)用沉積物碳累積+植被NPP法測算中國國家尺度濱海藍(lán)碳濕地的碳匯速率和規(guī)模奠定基礎(chǔ)。

(3)相對于森林生態(tài)系統(tǒng)和草原生態(tài)系統(tǒng),目前中國濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)渦度協(xié)方差碳通量塔網(wǎng)絡(luò)的建設(shè)嚴(yán)重滯后,一方面影響了基于生態(tài)系統(tǒng)碳通量收支法對中國濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率估算的精度;另一方面,也未能很好地跟蹤濱海/河口潮汐過程以及極端天氣事件過程(如風(fēng)暴潮、臺風(fēng)和氣象干旱等)對于中國濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率和過程的影響,建議建立更具系統(tǒng)性和代表性的中國濱海藍(lán)碳濕地渦度協(xié)方差碳通量塔網(wǎng)絡(luò)。

(4)雖然中國學(xué)者對于紅樹林樹種異速生長方程的建立已有一些報道[78—80],但是遠(yuǎn)遠(yuǎn)不足以支撐中國國家尺度紅樹林植被地上NPP的估算工作,今后仍需要開展更多的相關(guān)研究。此外,中國濱海鹽沼濕地主要土著優(yōu)勢種(蘆葦、藨草、短葉茳芏、茳芏)和外來入侵種互花米草等的異速生長方程的建立更鮮見文獻(xiàn)報道[81—82],今后同樣需開展該領(lǐng)域的系統(tǒng)研究。同時,運(yùn)用激光雷達(dá)數(shù)據(jù)和高光譜數(shù)據(jù)開展紅樹林和濱海鹽沼濕地地上生物量估測的研究也十分必要。

(5)運(yùn)用地表高程測定系統(tǒng)結(jié)合沉積物有機(jī)碳含量和容重的測定可估算濱海濕地當(dāng)年新沉積物層碳埋藏速率,但是,對于濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng),其新沉積層以下深度(如5—50 cm)土壤由于植物根系周轉(zhuǎn)死亡形成的穩(wěn)定性有機(jī)碳碳匯的速率如何計量?最近一些研究甚至表明土壤微生物殘體碳在生態(tài)系統(tǒng)地下碳固持中占有較大的比例[83],如何將濱海藍(lán)碳濕地土壤微生物殘體碳產(chǎn)生的新增碳匯計量到其碳匯速率中,均將是一個新的挑戰(zhàn)。

(6)考慮到濱海鹽沼生態(tài)系統(tǒng)和海草床生態(tài)系統(tǒng)均為開放的生態(tài)系統(tǒng),在計量其生態(tài)系統(tǒng)狹義碳匯速率時,其地上部分植被NPP對于生態(tài)系統(tǒng)碳匯速率的貢獻(xiàn)率是多少?濱海鹽沼濕地地上NPP有多大比例原位分解并長期固持在其土壤中?有多大比例溢出本系統(tǒng)而輸出到近海海域?不同河口段、不同潮灘位置、不同優(yōu)勢植物群落的貢獻(xiàn)率差異如何?均需要開展系統(tǒng)和扎實(shí)的野外研究工作。此外,如何將紅樹林、濱海鹽沼和海草床生態(tài)系統(tǒng)年尺度地下NPP計量到其碳匯速率中也是一個需要深入研究的難題。

(7)考慮到濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)沉積物中存在的惰性碳(如黑炭等)和微塑料碳的外源性,運(yùn)用沉積物碳累積+植被NPP法測定其碳匯速率時應(yīng)加以扣除,因此,開展我國濱海藍(lán)碳濕地生態(tài)系統(tǒng)沉積物黑炭和微塑料碳含量的測定十分必要。