全 文 ：海草生态系统的固碳机理及贡献*
邱广龙1,2 摇 林幸助3 摇 李宗善1 摇 范航清2 摇 周浩郎2 摇 刘国华1**
( 1中国科学院生态环境研究中心城市与区域生态国家重点实验室, 北京 100085; 2广西科学院广西红树林研究中心 /广西红
树林保护与利用重点实验室, 广西北海 536000; 3台湾中兴大学生命科学系, 台湾台中 402)
摘摇 要摇 由海草、红树林、盐沼草等植被组成的滨海和海洋生态系统是地球中高效的碳汇热
点,它们所固定的碳被称为“蓝碳冶 .作为全球生态服务功能价值最高的生态系统之一,海草生
态系统所固定的碳是蓝碳里的重要组成部分.高生产力、高效过滤及高稳定性造就了海草生
态系统巨大的固碳能力,进而对全球碳循环具有深刻影响.然而,人为影响以及全球气候变化
使全球海草床加速衰退,成为地球生物圈中退化速度最快的生态系统之一.当前,国内外对海
草床等滨海生态系统固碳能力的关注、研究深度与广度仍远远不足,对全球海草固碳的评估
仍存在诸多不确定性.为了能更准确地评估全球海草床的碳埋存,一些基础性的科学问题应
优先考虑:1)全国和全球海草的准确分布面积;2)不同海草优势种类或不同地域的海草床碳
汇能力的差异;3)人为干扰和全球气候变化对海草生态系统碳捕获和碳埋存的影响.
关键词摇 蓝碳摇 海草床摇 滨海湿地摇 气候变化摇 碳逃逸摇 碳循环
文章编号摇 1001-9332(2014)06-1825-08摇 中图分类号摇 P461; X171. 1摇 文献标识码摇 A
Seagrass ecosystems: Contributions to and mechanisms of carbon sequestration. QIU Guang鄄
long1,2, LIN Hsing鄄Juh3, LI Zong鄄shan1, FAN Hang鄄qing2, ZHOU Hao鄄lang2, LIU Guo鄄hua1
( 1State Key Laboratory of Urban and Regional Ecology, Research Center for Eco鄄environmental Sci鄄
ences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China; 2Guangxi Mangrove Research Center,
Guangxi Academy of Sciences / Guangxi Key Laboratory of Mangrove Conservation and Utilization,
Beihai 536000, Guangxi, China; 3Department of Life Sciences, National Chung Hsing University,
Taichung 402, Taiwan, China) . 鄄Chin. J. Appl. Ecol. , 2014, 25(6): 1825-1832.
Abstract: The ocean爷s vegetated habitats, in particular seagrasses, mangroves and salt marshes,
each capture and store a comparable amount of carbon per year, forming the Earth爷 s blue carbon
sinks, the most intense carbon sinks on the planet. Seagrass meadows, characterized by high prima鄄
ry productivity, efficient water column filtration and sediment stability, have a pronounced capacity
for carbon sequestration. This is enhanced by low decomposition rates in anaerobic seagrass sedi鄄
ments. The carbon captured by seagrass meadows contributes significantly to the total blue carbon.
At a global scale, seagrass ecosystems are carbon sink hot spots and have profound influences on the
global carbon cycle. This importance combined with the many other functions of seagrass meadows
places them among the most valuable ecosystems in the world. Unfortunately, seagrasses are decli鄄
ning globally at an alarming rate owing to anthropogenic disturbances and climate change, making
them also among the most threatened ecosystems on the Earth. The role of coastal systems in carbon
sequestration has received far too little attention and thus there are still many uncertainties in evalu鄄
ating carbon sequestration of global seagrass meadows accurately. To better assess the carbon se鄄
questration of global seagrass ecosystems, a number of scientific issues should be considered with
high priorities: 1) more accurate measurements of seagrass coverage at national and global levels;
2) more comprehensive research into species鄄 and location鄄specific carbon sequestration efficien鄄
cies; 3) in鄄depth exploration of the effects of human disturbance and global climate change on car鄄
bon capture and storage by seagrass ecosystems.
Key words: blue carbon; seagrass bed; coastal wetland; climate change; carbon emission; carbon
cycle.
*广西“红树林和海草系统保育与生态监测冶特聘专家岗位基金项目、广西自然科学基金项目 (0832030)、广西青年科学基金项目
(2012GXNSFBA053141)、国家自然科学基金项目(31000210)和广西北部湾基础研究重大专项(2010GXNSFE013002)资助.
**通讯作者. E鄄mail: ghliu@ rcees. ac. cn
2013鄄09鄄15 收稿,2014鄄03鄄10 接受.
应 用 生 态 学 报摇 2014 年 6 月摇 第 25 卷摇 第 6 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Jun. 2014, 25(6): 1825-1832
摇 摇 2009 年,联合国环境规划署(UNEP)、联合国粮
食与 农 业 组 织 ( FAO )、 联 合 国 科 教 文 组 织
(UNESCO)和世界自然保护联盟( IUCN)共同发布
了一个关于海洋碳汇的报告《蓝碳———健康海洋对
碳的固定作用》(下文简称“蓝碳报告冶) [1] . 该报告
阐述了“蓝碳冶的概念:生态系统捕获的生物碳(“绿
碳冶)中,有超过一半(55% )的碳是由海洋生物所捕
获的,这种碳被称为“蓝色碳汇(蓝碳)冶,是地球生
物圈中重要的“碳失汇(missing carbon sink)冶 [1-2] .
“蓝碳报告冶指出,由红树林、海草、盐沼草等植被组
成的海洋和滨海生态系统为地球中最高效的碳
汇[1] .海洋植物的生物量仅为陆地植物的 0. 05% ,
但拥有较高的生产力,其碳循环规模几乎与陆地植
物相当,是生物圈中最密集的碳汇之一[1] . 全球范
围内,蓝碳生态系统固碳速率是森林的 10 ~ 50
倍[3] .蓝碳生态系统以及河口每年捕获和储存了
862 ~ 1650 Tg CO2(Tg = 1012 g),这一数量相当于全
球交通一年的总碳排放量[1] . 该报告一经发布,立
刻引起了众多从事与气候变化相关的研究者和管理
者的关注.全球海草生态系统所封存的碳作为蓝碳
里最重要的组成部分之一,其每年所捕获并封存于
沉积物的碳总量在各类滨海生态系统中仅次于滨海
盐沼,高于红树林[1-2] .然而,与其他生态系统相比,
公众对海草生态系统及其服务功能价值尤其是碳汇
价值的认识仍显不足. 本文梳理了国内外海草生态
系统的固碳研究,对其固碳能力、机理进行了总结与
分析,并针对当前海草生态系统固碳研究存在的不
足,以及人类活动和全球变化下海草固碳存在的潜
在威胁,提出了今后的研究重点及应对措施,为深入
认识海草生态功能价值尤其是碳汇价值及其在全球
气候变化中的贡献提供参考.
1摇 海草生态系统的固碳能力及其碳汇贡献
研究表明,全球海草生长区占海洋总面积不到
0. 2% ,但其每年封存于海草沉积物中的碳相当于全
球海洋碳封存总量的 10% [4-5] ~ 15% [2] . 一般认为
10%的估算值低估了海草床的固碳贡献,因为这一
估算值是基于海草沉积物中 0. 7%的平均有机碳含
量.但是 Fourqurean 等[5]最近对全球海草分布区
3561 个研究点的统计表明,全球海草沉积物有机碳
平均含量可达 1. 4% ,为先前估算值的两倍.另据测
算,全球海草生态系统的平均固碳速率为 83
g C·m-2·a-1,约为热带雨林(4 g C·m-2·a-1)的
21 倍(表 1). Fourqurean等[5]的研究表明,全球海草
床沉积物有机碳的储量在 9. 8 ~ 19. 8 Pg C (Pg =
1015 g),相当于全球红树林与潮间带盐沼植物沉积
物碳储量之和. Fourqurean 等[5]认为这还是一个比
较保守的估算,因为其计算仅基于厚度 1 m 的沉积
物层,而通常海草碎屑物层厚度可达数米甚至超过
十米[5-6] .例如,位于西班牙利加特港的大洋波喜荡
草(Posidonia oceanica)海草床沉积物中的有机碎屑
物厚度高达 11. 7 m,碳储量达 0. 18 t C·m-2[6];而
位于西 班 牙 东 部 巴 利 阿 里 群 岛 沿 岸 仅 6郾 7
万hm2面积的大洋波喜荡草海草床,沉积物碳储量
表 1摇 海草生态系统与其他主要生态系统基本特点及其固碳能力的比较
Table 1摇 Comparison of basic characteristics and carbon sequestration of seagrass with other major ecosystems
生态系统类型
Ecosystem type
全球总面积
Global
extent
(伊104·km-2)
全球面积
丧失比例*
Percent of
global loss
(% )
年退化率
Current
decline rate
(%·a-1)
单位面积生
态服务价值
Ecosystem
services value
( $ ·hm-2
·a-1)
全球生态
功能价值
Total global
flow value
(伊109
$ ·a-1)
固碳速率
C burial
rate
(g C·m-2
·a-1)
年固碳量
Global C
burial
(Tg C
·a-1)
全球土壤 /
沉积物碳储量
Global soil
C burial
(Pg C)
海草
Seagrass
17. 7[9]
30[4]
60[10]
50%
(1990s-) [11]
7(1990s-) [11]
0. 4 ~ 2. 6[14]
19004[12] 3801[12] 83[2,4] 48 ~ 112[13]
27. 4 ~ 82[1]
9. 8 ~ 19. 8[5]
潮汐沼泽
Tidal / salt marsh
22[2]
40[4]
25%
(1800s-) [1]
1 ~ 2[8,14] 9990[12] 1648[12] 210[2] 87. 2依9. 6[13]
60. 4 ~ 190[1]
1. 119[4]
红树林
Mangrove
14. 653[15]
13. 776[16]
20[4]
35%
(1980s-) [17]
2. 07[17]
1. 1[15]
0. 66[18]
9990[12] 1648[12] 139[2] 34. 4依5. 9[13]
17 ~ 57[1]
0. 278[4]
热带森林
Tropical forest
1962[19] - 1. 39[20] 2007[12] 3813[12] 4. 0依0. 5[13]
2. 3 ~ 2. 5[2]
78. 5[21] 216[2]
温带森林
Temperate forest
1040[19]
508. 1[22]
51. 1%
(1990s-) [19,22]
0. 71(2000—
2005) [22]
302[12] 894[12] 5. 1依1. 0[13]
1. 4 ~ 12[2]
53. 0[21] 100[2]
寒带森林
Boreal forest
1370[19]
837. 2[22]
38. 9%
(1990s-) [19,22]
0. 82(2000—
2005) [22]
302[12] 894[12] 4. 6依2. 1[13]
0. 8 ~ 2. 2[2]
49. 3[21] 471[2]
“全球面积丧失比例冶指该类生态系统相对于括号内时间所丧失的比例 Percent of global loss (% ) meant percentage contributed by lost area since
the time indicated within parentheses.
6281 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 25 卷
高达 0. 42 t C ·m-2,可吸收巴利阿里群岛 2006 年
全年碳排放量的 8. 7% . 基于其约 4 m 厚度的海草
碎屑物沉积层进行推算,埋存于该群岛海草床下的
总碳储量相当于全岛约一个世纪的碳排放总量(按
照该群岛 2006 年的碳排放量数据) [7] . da Silva[7]认
为,仅从碳汇角色来考虑,以西班牙巴利阿里群岛大
洋波喜荡草海草床为例,保护好海草所获得的经济
价值(0. 42 t C·m-2伊10 $ ·t C-1 = 4. 2 $ )是相同
面积热带雨林(0. 012 t C ·m-2伊10 $ ·t C-1 =0. 12
$ )的 35 倍. 从地区分布来看,欧洲地中海西部沿
岸、北美的南佛罗里达以及澳大利亚西海岸的鲨鱼
湾,是全球海草碳汇的主要分布中心[5,8] .
2摇 海草生态系统的固碳机制
海草生态系统高效的碳汇能力得益于海草床自
身(包括海草植物及其附生藻类)的高生产力、强大
的悬浮物捕捉能力以及有机碳在海草床沉积物中的
低分解率和相对稳定性.
2郾 1摇 海草床对碳的固定
海草床是极富生产力的生态系统.相对于红树
林生 态 系 统 的 现 存 生 物 量 ( 9000郾 2 ~ 61710
g DM·m-2) [23],海草床(461 g DM·m-2 )显得较
低,然而生产力却与红树林持平[24] .对 30 种海草的
生产力数据汇总表明,全球海草平均初级生产量为
1012 g DM·m-2·a-1,高于生物圈其他大部分类型
生态系统,而有些种类的海草植物,例如,托利虾海
藻 ( Phyllospadix torreyi ) 的 生 产 量 可 达 25郾 5
g DM·m- 2·d-1 [24] .海草床是自养型的生态系统,
即使考虑到海草植物的呼吸作用(其平均 P / R 比值
为 1. 55依0. 13),全球海草床的平均群落净生产量仍
可达(27. 2 依58) mmol O2·m-2·d-1[25] . 除了海草
植物本身,海草植物上的附生藻类对海草床碳循环
的贡献也不容忽视,其贡献可达海草植物地上部分
生产力的 20% ~60% [26] .海洋中浮游藻类生产量的
大部分被海洋动物消耗,而海草植物每年有 15% ~
28%的生产量(主要是根状茎与根)被长期埋存于
海底[24,27] .这部分被埋存于海底中的海草生产量对
海草床中表层沉积物有机碳库的贡献约为
50% [28],构成了蓝色碳汇中重要的一部分. 而其他
一部分的碳用以支持生态系统功能,还有一部分被
输送至相邻的生态系统(如红树林、珊瑚礁以及开
阔海岸等)所利用[29] .因此,海草床是海洋生物圈中
碳循环的一个重要组成部分,是其中重要的 CO2 吸
收者[30] .海草床与人们熟悉的珊瑚礁最大的不同
是:海草床不仅具有较高的生产力,而且是全球的碳
汇热点;而珊瑚礁生态系统虽具有高生产力,其扮演
的却并非 “碳汇冶的角色,而是轻微的 “碳源冶角
色[2] .最近在巴布亚新几内亚的一项模拟研究表
明,以碳捕获和储存 ( carbon capture and storage,
CCS)技术封存于海底的 CO2,渗漏出来释放于海草
植被中,促进了海草植物的生产力,并使海草植物根
茎比(地下 /地上生物量)大幅提高,地下碳分配随
之增加,从而促进了海草生态系统的沉积物固
碳[31] .这意味着未来全球 CO2浓度的提高有可能通
过促进海草生产力的提高而使海草生态系统的固碳
能力也得到提高. 不过,该结论是否具有普适性,其
他类型海草床是否对 CO2 浓度升高具有类似响应
仍不清楚,需要更广泛和深入的研究.
2郾 2摇 海草草冠对水体有机悬浮颗粒物的高效捕获
海草生态系统处在陆鄄海交错带,是陆源物质入
海后的前沿阵地,陆地径流输入的有机悬浮颗粒物
等会被海草生态系统截获并埋存于沉积物中,是海
草床固碳的另一条重要途径. 海草床海水中的悬浮
颗粒物富含有机碳,其对海草沉积物中所埋存的有
机碳总量的贡献有时甚至可高达 72% [27] . Agawin
和 Duarte[32]研究表明,海草草冠可在 1 h 内捕获进
入草冠内 73%的悬浮颗粒物,其颗粒物沉降速率是
对照区(无海草)的 4 倍.海草草冠对水体悬浮颗粒
物的影响可通过直接捕获的方式实现,也可通过抑
制波浪和水流促进悬浮颗粒物沉积的间接方式实
现.而直接捕获方式又分为主动过程(海草叶片上
吞噬性原生动物对颗粒物的摄食以及滤食性动物过
滤)和被动过程(被吸附在叶片上)两种形式[32] .由
于海草植被可大幅度提高(可高达 10 倍)海底表面
积[33],悬浮颗粒物可用于沉积的表面积也成倍增
加,从而提高了悬浮颗粒物与海草叶片接触的机会
以及随后被捕获的可能性[32] . 此外,海草植被也可
通过与悬浮颗粒物的直接撞击而使其沉降于海底,
从而截留水体中的悬浮颗粒物[34] . 从间接方式来
看,海草床的草冠层降低了水流速度和湍流强度、抑
制波浪,从而促使悬浮颗粒物沉降并埋存于海底沉
积物中[34] .海草植物对悬浮物的捕获与其个体大小
有关,通常大个体的海草植物捕获悬浮物并促进其
沉积的作用更显著,但即使一些个体非常小的海草
植物,例如毛叶喜盐草(Halophila decipiens),仍可在
一定程度上发挥促进沉积、稳定底质的作用[35] . 海
草对悬浮颗粒物的封存作用还表现在通过海草复杂
的地下结构,阻止已沉降的悬浮颗粒物发生再悬浮
72816 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 邱广龙等: 海草生态系统的固碳机理及贡献摇 摇 摇 摇 摇 摇
(resuspension).在冬季海草叶片全部脱落时,海草
发达的地下根状茎网络仍能稳固底质,阻止颗粒物
的再悬浮[26] .而在一些富含有机质的微小颗粒物的
沉积物环境中,海草阻止颗粒物发生再悬浮的作用
尤其明显.此外,海草植物地上部分的附生藻类增加
了草冠的粗糙度与叶表的边界层,从而提高了海草
草冠对水体颗粒物的过滤与沉降作用.
值得一提的是,海草植被与周围小生境的关系
是海草生态系统里最重要的“正反馈冶.海草植被捕
获了水体中的悬浮颗粒物,从而降低了水体混浊度、
改善了水体光照条件;而沉降于海底的有机颗粒物
也可改善沉积物的营养状况;海草植物还可直接从
水体中吸收过量的营养物质(N 与 P). 以上这些对
小生境的改善反过来又可促进海草植物的生长,海
草植物的加速生长又会促进其改善小生境的效率以
及对水体中有机悬浮颗粒物和可溶性营养物的捕
捉,如此形成了一个典型的“正反馈冶环[36] .
2郾 3摇 植物碎屑物在缺氧性海草床沉积物中的低分
解率和相对稳定性
海草床等蓝碳生态系统可将碳封存于海底中达
数千年,而陆地的热带雨林所封存的碳通常只能维
持数十年,最多是数百年[1,6,37-38] . Mateo 等[39]采用
放射性碳年代测定法对地中海的大洋波喜荡草进行
研究,发现其埋存于沉积物中的“生物构建(biocon鄄
struction)冶在经历了上千年后其有机物的形态几乎
没有任何改变. 另一个在葡萄牙赫罗纳 Portlligat 开
展的研究表明,埋存于该地沿岸海底中 5616 年的海
草沉积物主要由大洋波喜荡草根部、根状茎和叶鞘
等海草碎屑物组成,其厚度高达 4. 3 ~ 11. 7 m,并以
每年 11 mm的沉积速率不断抬升[6] .这些埋存于沉
积物中的海草碎屑物和悬浮物中的有机碳仅有小部
分( <10% )被分解,其他绝大部分长期埋存于海
底[27] .数米厚的海草沉积物层不仅存在于地中海沿
岸,位于澳大利亚西部的鲨鱼湾和位于美国南部的
佛罗里达湾也存在类似的密集而厚实的海草植物碎
屑物层[28,40] .植物碎屑物在海草床沉积物中的低分
解率可归纳为 3 个原因[13,26-27,40]: 1)一些海草有机
碎屑物富含某些难分解的物质(例如腐殖质和木质
素等),难以被沉积物中的微生物分解;2)相对于其
他大多数的植物,海草植物器官 N、P 含量较低;3)
海草沉积物中普遍为厌氧环境,且海底环境温度较
低、温度变幅小,不利于植物碎屑的分解.
另外,由于陆地森林易受火灾、病虫害等的干
扰,导致所固定的碳不稳定[41],而且陆地森林很多
为个人所拥有,易被砍伐变为农用地或改作其他用
途,已被固定的碳常因火灾、砍伐、土地利用变化等
干扰而重新释放于大气中[40],但位于海底下的海草
生境不受火灾等的干扰,病虫害相对也较少,因此,
封存于海草生态系统的碳相对更稳定.综上,与其他
生态系统相比,海草生态系统所封存于海草床沉积
物中的有机碳具有比陆地森林土壤中有机碳更低的
分解率和更高的稳定性. 这也是海草生态系统固碳
区别于其他生态系统固碳的一个显著特点.
3摇 海草生态系统退化或丧失对碳封存的影响
海草生态系统是地球生物圈中退化速度最快的
生态系统之一[11] . 滨海开发活动与富营养化、淤积
以及一些机械性的活动(拖网、挖掘)等人为干预对
浅海海草床造成了深刻的改变,导致世界范围内的
海草退化与丧失[13,42-45] . Lotze 等[46]对欧洲、北美和
澳大利亚的 12 个位于温带的河口与滨海生态系统
的历史基线数据和现状数据进行了对比分析,认为
这些地区中大于 65%的海草已被人为活动摧毁.
Waycott 等[11]整合分析了全球 215 个研究点的数
据,推算出一个多世纪来全球海草已丧失 29% ,意
味着全球海草床将近 1 / 3 的碳汇能力已经丧失[25] .
而当前全球海草的年退化速率则加速至 7% [11],其
年退化速率是人们熟知的热带雨林(1. 39% )的 5
倍[20],超过了地球上绝大部分生态系统的退化速率
(表 1).有关浅海植被生态系统被破坏后碳逃逸和
释放的定量研究很少,以往多数的研究仅仅关注了
这些生态系统固定与存储的碳量,并没有考虑当它
们退化或丧失时所埋存碳的逃逸和释放[14] . 据估
算,由于浅海植被生态系统(红树林、海草床、滨海
盐沼等)的丧失,每年向大气中释放的 CO2 高达
1郾 02 Pg,比原先报道的数据高出 10 倍,这意味着我
们以往忽视了温室气体排放的一个重要来源[14] .
一旦海草床丧失,它们将停止吸收 CO2,并将埋
存于沉积物中数百年甚至上千年的碳释放出来,成
为气候变化新的碳释放源并加剧海洋的酸化. 由于
全球海草的退化,导致每年向地球重新释放超过
299 Tg C[5],几乎等同于 2010 年日本全年的碳排放
量(310 Tg C) [47] . Pendleton 等[14]首次对蓝碳退化
引起的碳逃逸的经济损失进行评估,认为即使以较
保守的方法进行估算,土地利用方式的改变造成海
草丧失而导致海草生态系统的碳逃逸可形成每年
19 ~ 137(平均 61)亿美元的经济损失. 然而,61 亿
美元这一估算值是基于 1. 5%的全球年退化速率来
8281 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 25 卷
计算的,若基于 Waycott 等[11]所计算的 7%的年退
化速率,每年海草退化导致的碳逃逸形成的经济损
失应高达 267 亿美元.此外,当前全球海草是在加速
衰退而非保持恒定速率[11] .保护好当前的海草生态
系统,不仅可免于每年由于海草退化致使从海草沉
积物中 299 Tg 碳逃逸的损失,而且每年额外还有
48 ~ 112 Tg碳埋存的贡献[25] . 此外,海草生态系统
对滨海地区的营养循环、渔业(生物多样性)的维
持、近岸水质的净化以及岸滩的侵蚀控制和保护等
亦大有裨益.采取一定的经济激励措施来扭转海草
生态系统的退化将有助于保护其生态效益,并能减
少温室气体的排放,应对全球的气候变化[14] .
近年来,采取人工恢复海草的方式成了增加蓝
色碳汇新的契机. 研究表明,大叶藻(Zostera mari鄄
na)在播种 12 年后形成的人工海草床,其固碳速率
可达到与自然海草床相当的水平[48-49] .对 5 种海草
的模型模拟结果也表明,人工恢复海草床的固碳能
力随着恢复年限和种植密度的增大而提高[48],种植
后 50 年累积所固定的 CO2 为 0郾 177 ~ 1郾 337
Gg·hm-2[49] .
4摇 存在问题与研究展望
4郾 1摇 国际与国内社会对海草床等滨海生态系统碳
汇贡献的认识仍远远不足
近年来,国际社会对海草床、红树林、盐沼草等
蓝碳生态系统在全球碳循环的重大意义给予了越来
越多的重视. 2009 年,UNEP等几个联合国组织连续
发布两个具有重大意义的关于“蓝色碳汇冶的报告.
2010 年 12 月 2 日,以研究沿海海洋生态系统对减
缓气候变化的潜在影响的 “蓝色碳汇倡议 ( Blue
Carbon Initiative)冶在墨西哥坎昆第 16 届联合国气
候变化大会上正式启动. 该计划由保护国际基金会
(CI)领导,其成员包括 CI、IUCN、联合国环境规划
署鄄世界保护监测中心(UNEP鄄WCMC),联合国教科
文组织鄄政府间海洋学委员会(UNESCO鄄IOC),以及
“恢复美国的河口(Restoring America爷 s Estuaries)冶
等组织. “蓝色碳汇倡议冶强调:“沿全球海岸线的碳
汇区域,包括红树林、海草床、盐沼草等,长期以来埋
存了大量的碳,这为减缓全球气候变化提供了最有
效、最迅速的工具冶. 2011 年 2 月,由 CI、IUCN、IOC
及 UNESCO召集在巴黎召开了国际蓝碳科学工作
组的首次会议,拟通过实行“滨海蓝碳计划冶来促进
全球气候变化的缓和以及相关保护筹资机制的形
成. 2012 年 11 月在巴西里约内热卢布希昂斯举行
的第 10 届国际海草生物学研讨会上,海草床碳汇功
能也成为了最受人关注的专题.
我国过去一直忽视近海生态系统的碳汇功能,
但近年来也有了更多的关注[50-53] . 2011 年 6 月,我
国召开香山科学会议第 399 次学术研讨会,以近海
生态系统碳源汇特征与生物碳汇扩增的科学途径为
讨论主题,明确指出了我国近海生态系统生物碳汇
特征及其扩增的科学途径是一个值得重点研究的重
要科学议题[53] .
尽管如此,蓝碳生态系统在联合国气候变化框
架公约(UNFCCC)和清洁发展机制(CDM)等一些
重大的国际气候框架中仍很大程度上被忽略[14] .如
能将蓝色碳汇整合进入这些以市场为基础的气候政
策机制中,可为全球滨海生态系统的保护与恢复融
入大量资金[54] .虽然全球范围内在不断努力减少陆
地生态系统的退化,如通过保护雨林以缓解气候变
化,但时至今日,海草床等滨海生态系统的作用在国
内外基本上还是被大众忽视的[1] . 当前,由于土地
使用改变而造成蓝碳生态系统的碳逃逸导致每年经
济损失仍高达 60 ~ 420 亿美元[14] .我国于 2009 年 1
月启动的国家“973 计划冶项目“中国近海碳收支、调
控机理及生态效应研究冶,为我国在国际气候变化
及减排义务谈判中提供了关键数据和科学支撑,但
作为国内首个研究中国近海碳源汇格局及对我国总
CO2收支贡献的“973冶项目,并没有涉及蓝碳生态系
统的碳收支与碳源汇格局研究. 因此,不论在科学
界、管理层面或是公众,都应对海草床等蓝碳生态系
统及其碳汇价值给予更多的重视.
4郾 2摇 有关海草床碳汇研究的若干基础性科学问题
仍未能得到解决
由于有关蓝碳的研究起步较晚,以海草生态系
统为代表,在其固碳机理与强度方面取得了一定成
果,但仍存在很大不足,一些较为基础性的科学问题
仍未得到解决,在研究海草床的蓝色碳汇能力方面
仍存在很多不确定因素,亟需更深入、更广泛的研
究.以下列出当前几个代表性的科学问题:
1)我国有着漫长的海岸带,海草分布范围广
(从我国南端的南沙群岛到北部的辽宁省均有分
布),类型多样,但作为最基础的数据,我国具体的
海草分布面积仍未确定,许多海草分布点确切的面
积仍未知[55-56] .同时,对海草床固碳机制及其与环
境关系等方面的研究几乎处于空白,因而无法对我
国海草床的碳汇潜力进行准确评估.另外,对于全球
海草面积,不同学者的估算值亦相差甚远(表 1),这
92816 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 邱广龙等: 海草生态系统的固碳机理及贡献摇 摇 摇 摇 摇 摇
也是造成全球海草碳埋存总量估算值的较大差异最
重要的原因.
2)当前海草床碳埋存研究采样点分布不均,绝
大部分研究集中在欧洲的地中海、北美的佛罗里达
和澳大利亚的鲨鱼湾,而亚太、非洲等地区相关研究
甚少,采样点缺乏代表性[40,52,57] . Kennedy 等[28]在
对全球海草生态系统的碳埋存进行评估时,所选用
的海草种类仅有 2 ~ 3 种,而在西太平洋潮间带广泛
分布的泰莱草(Thalassia hemprichii)并没有被整合到
全球海草生态系统的碳埋存评估中,因此,在种类选
择方面亦缺乏代表性[58] .不同海草种类或不同地域
的海草床碳封存效率相差甚远,例如位于地中海西北
沿岸的大洋波喜荡草,其碳埋存率可高达 198 g C·
m-2·a-1[27],而地中海海神草(Cymodocea nodosa)仅
为 4. 4 g C·m-2·a-1[57];即使相同的海草种类,不
同地区亦有较大差异.同样是大洋波喜荡草,位于科
西嘉岛卡尔维湾的海草床,碳埋存率仅 16郾 6
g C·m-2·a-1[59] .因此,在对碳汇进行评估时,要考
虑种类和地域间的差异,充分研究种类和地点的代
表性.
3)海草床常分布于人为活动密集的滨海地区,
部分海草生长区在人为干扰下以惊人的速度在加速
衰退甚至完全丧失,从而导致这些滨海生态系统从
“碳汇冶角色到“碳源冶角色的转变[13] .研究表明,人
为作用引起的长期富营养化会造成大量海草的死
亡.由于海草根系与根状茎对沉积物的稳固作用,海
草死亡将加速海草沉积物的侵蚀,最终促使沉积物
中所埋存有机碳的释放[13] . 因此,应继续加强人为
活动对海草床碳埋存影响的研究.此外,当海草床被
人为破坏后,所埋存碳的去向亦值得深入探讨[40] .
4)气候变化(尤其是海平面与温度的上升以及
海水酸化)对海草固碳及碳埋存的影响尚不明确,
因为气候变化可通过改变海草床的种类组成、面积、
生产力以及地上、地下生物的分配来影响海草床的
碳汇潜力[13] .例如,尽管全球气候变化引起 CO2浓
度的增高可能会促进海草生产力的提高[31],然而,
全球气候变暖引起的水温上升也容易导致部分对温
度敏感的海草(如大洋波喜荡草)的死亡[60] . 另外,
海平面上升引起的海草(尤其对深水海草)可利用
光照的下降也会对海草的光合作用与生长产生负面
影响[44] .因此,气候变化对海草床碳汇潜力的影响
包含了众多复杂的生态过程,温度、CO2浓度、光照
和 pH等对海草固碳的综合效应与交互效应仍有待
进一步探讨[61] .
5)海草床作为海陆过渡区域的主要生态系统
类型之一,应加强其碳固定和碳转化机理的研究,这
将有助于进一步深入了解海鄄陆相互作用过程中的
碳循环机制,并对全球碳循环模型的改进以及碳循
环的评估具有重要的意义.
致谢摇 感谢中国科学院水利部成都山地灾害与环境研究所
常瑞英博士提出的宝贵意见!
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作者简介 摇 邱广龙,男,1978 年生,博士研究生,副研究员.
主要从事海草生态学研究. E鄄mail: qalong@ 163. com
责任编辑摇 肖摇 红
2381 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 25 卷