黃河口濕地有機(jī)碳來(lái)源及其對(duì)碳埋藏提升策略的啟示

王啟棟，宋金明，李學(xué)剛

1 中國(guó)科學(xué)院海洋研究所 生態(tài)與環(huán)境科學(xué)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 青島 266071 2 中國(guó)科學(xué)院大學(xué), 北京 100049

黃河口濕地有機(jī)碳來(lái)源及其對(duì)碳埋藏提升策略的啟示

王啟棟1,2，宋金明1,*，李學(xué)剛1

1 中國(guó)科學(xué)院海洋研究所 生態(tài)與環(huán)境科學(xué)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 青島 266071 2 中國(guó)科學(xué)院大學(xué), 北京 100049

濱海濕地是地球上具有多種獨(dú)特功能的生態(tài)系統(tǒng)，是地球上重要的碳庫(kù)之一，其在全球碳循環(huán)中的作用在近年來(lái)越來(lái)越受到人們的重視。總結(jié)了用C/N、穩(wěn)定碳同位素和生物標(biāo)志物等方法追蹤黃河口濕地有機(jī)碳來(lái)源的研究成果，并據(jù)此探討了黃河口濕地的固碳提升策略。黃河口濕地是我國(guó)典型的濱海濕地，碳來(lái)源復(fù)雜，但各種示蹤方法均表明有機(jī)碳的來(lái)源中陸源輸入較海源輸入優(yōu)勢(shì)明顯，而且陸源輸入以地表徑流和植被為主，但海源輸入從內(nèi)陸向近海逐漸增強(qiáng)，碳的來(lái)源有明顯的時(shí)空變化并且受到人類活動(dòng)的強(qiáng)烈干擾。從有機(jī)質(zhì)來(lái)源看，提升黃河口濕地的碳埋藏能力應(yīng)該從合理調(diào)配河流淡水資源、保護(hù)植被、加快植物群落演替等方面入手。目前有機(jī)碳來(lái)源的研究還存在覆蓋區(qū)域有限、碳源區(qū)分粗略、影響因子研究較少等問(wèn)題，缺乏系統(tǒng)性，多限于觀測(cè)，對(duì)機(jī)制的理解十分薄弱，因此難以對(duì)碳埋藏能力的提升提供定量化的指導(dǎo)。今后的研究要從以下幾個(gè)方面加強(qiáng)：1)不同區(qū)域和不同環(huán)境條件之間的比較研究；2)探尋更具特異性的生物指標(biāo)、優(yōu)化數(shù)據(jù)模型，使來(lái)源區(qū)分更細(xì)致；3)不同來(lái)源有機(jī)質(zhì)在沉積物中埋藏效率的對(duì)比研究；4)構(gòu)建濕地碳埋藏能力評(píng)估體系，綜合考慮各方面因素研發(fā)和集成能夠最大限度提高濱海濕地碳埋藏能力的技術(shù)。

有機(jī)碳來(lái)源; 碳埋藏能力; 碳穩(wěn)定同位素; 生物標(biāo)志物; 黃河口濕地

濱海濕地是地球上具有多種獨(dú)特功能的生態(tài)系統(tǒng)，它不僅為人類提供食物、原料和水資源，而且在穩(wěn)定環(huán)境、維持生態(tài)平衡、保護(hù)生物多樣性方面均起到重要作用。同時(shí)濱海濕地也是地球上重要的碳庫(kù)之一，其具有固碳能力強(qiáng)、沉積速率高、碳埋藏速率高、甲烷排放量低的特點(diǎn)，對(duì)于抑制大氣CO2升高、緩解全球變暖具有重要作用。我國(guó)濱海濕地面積廣闊[1]，是補(bǔ)償碳排放的重要空間資源。本文以黃河口濕地為例，綜述了濱海濕地有機(jī)碳的輸入與埋藏等過(guò)程，評(píng)估了其在增加碳匯方面的作用。

黃河口濕地位于山東省東營(yíng)市，北臨渤海，東靠萊州灣，是我國(guó)典型的濱海濕地，也是世界上暖溫帶最年輕、最廣闊、最完整的濕地生態(tài)系統(tǒng)[2]。黃河口濱海濕地總面積33.82萬(wàn)hm2，其中自然濱海濕地面積30.81萬(wàn)hm2，占80.6%。自然濕地主要包括淺海水域、灘涂以及覆蓋有蘆葦、堿篷等植被的草甸沼澤等[3]。自20世紀(jì)90年代以來(lái)，黃河口濕地的研究熱點(diǎn)集中在濕地演化、生物多樣性、生態(tài)環(huán)境及濕地保護(hù)與修復(fù)等方面，而隨著人們對(duì)河口區(qū)應(yīng)對(duì)氣候變化作用的認(rèn)識(shí)加強(qiáng)，有關(guān)元素生物地球化學(xué)過(guò)程，尤其是碳循環(huán)的研究在近年來(lái)也逐漸展開[4]。

黃河口濕地環(huán)境復(fù)雜多變，碳循環(huán)受多種因素的共同影響和控制。有機(jī)碳參與的生物地球化學(xué)過(guò)程既包含光合作用、呼吸作用、微生物降解等生化過(guò)程，也包括土壤顆粒吸附、水動(dòng)力、生物擾動(dòng)以及土地利用變化等物理過(guò)程，而且各個(gè)過(guò)程之間又相互耦合，更加深了碳循環(huán)的復(fù)雜程度。此外，黃河口濕地的前沿還在不斷向海洋推進(jìn)，每年產(chǎn)生大面積的新生濕地，碳過(guò)程發(fā)生的區(qū)域在不斷擴(kuò)大，不確定性也在增加。眾多學(xué)者在黃河口濕地進(jìn)行過(guò)對(duì)有機(jī)碳的研究，涉及植被固碳能力[5]、土壤有機(jī)碳含量及空間分布[6- 7]、有機(jī)碳分布與來(lái)源[8- 9]、有機(jī)碳的空間輸運(yùn)[10]等，而對(duì)有機(jī)碳的復(fù)雜轉(zhuǎn)化過(guò)程、永久埋藏效力以及濕地碳源匯特征的研究還不多。眾所周知，碳循環(huán)研究的核心科學(xué)問(wèn)題之一是弄清區(qū)域的碳源匯格局[11]，一般而言，濱海濕地碳匯能力的大小在表觀上直接取決于整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)碳輸入量和輸出量的相對(duì)大小。因此，追蹤濱海濕地沉積物中有機(jī)碳的來(lái)源，對(duì)深入解析有機(jī)質(zhì)的遷移轉(zhuǎn)化機(jī)制，闡明濱海濕地碳源匯特征有重要意義。針對(duì)這些情況，本文總結(jié)歸納了近年來(lái)黃河口濱海濕地沉積物有機(jī)質(zhì)來(lái)源的研究進(jìn)展，估算了碳埋藏能力及提升空間，并從有機(jī)碳來(lái)源的角度探討了濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)碳埋藏能力的提升策略，以期對(duì)進(jìn)一步開展濱海濕地碳循環(huán)研究提供幫助。

1 黃河口濕地的有機(jī)碳來(lái)源

1.1 碳的輸入途徑

黃河口濕地分布有大面積的蘆葦和堿篷以及其它濕生和鹽生植被，浮游動(dòng)植物有上百種，底棲的潮間帶生物也有80多種，這些構(gòu)成了有機(jī)碳內(nèi)部輸入的主要來(lái)源。除了黃河主流外，黃河口濱海濕地河流眾多，南部有小清河、支脈河、杏花河、孝婦河、淄河，北部有徒駭河、德惠新河、潮河、秦口河等[3]，這些河流會(huì)攜帶大量顆粒物，在河口區(qū)堆積；潮汐作用也給大面積的沿岸灘涂帶來(lái)懸浮物，這些水源給黃河口濕地帶來(lái)強(qiáng)烈的外源有機(jī)質(zhì)輸入。黃河口濱岸潮灘濕地植被覆蓋區(qū)表層土壤的有機(jī)碳含量并不完全高于無(wú)植被區(qū)和光灘[7]，說(shuō)明該區(qū)域土壤有機(jī)碳受外源輸入影響強(qiáng)烈。此外，黃河口地區(qū)經(jīng)濟(jì)發(fā)展迅速，人口密集，人類活動(dòng)頻繁，還有中國(guó)第二大的勝利油田，人為產(chǎn)生的有機(jī)污染物也是黃河口濕地有機(jī)質(zhì)一個(gè)不可忽視的來(lái)源，例如在黃河口區(qū)檢測(cè)到的多環(huán)芳烴，就主要來(lái)自于化石燃料的燃燒以及石油源[12]。所以，黃河口濕地的有機(jī)碳來(lái)源構(gòu)成復(fù)雜，影響因素眾多，需要多種檢測(cè)手段和追蹤方法來(lái)弄清楚不同的來(lái)源及其對(duì)濕地碳庫(kù)的貢獻(xiàn)大小。

1.2 有機(jī)碳來(lái)源的示蹤研究

很多學(xué)者對(duì)黃河口濕地有機(jī)碳的來(lái)源進(jìn)行了研究和報(bào)道，在示蹤方法和指標(biāo)上使用C/N比值法、穩(wěn)定碳同位素法以及生物標(biāo)志物追蹤黃河口濕地有機(jī)碳來(lái)源的研究較多。

1.2.1 C/N比值法

C/N比值作為區(qū)分有機(jī)質(zhì)來(lái)源的最常用參數(shù)，其依據(jù)是不同生物體所產(chǎn)生的主要有機(jī)物的種類有差別。如藻類等水生生物富含蛋白質(zhì)等物質(zhì)，其產(chǎn)生的有機(jī)物C/N較低，一般為4—10。陸生高等植物生產(chǎn)的有機(jī)物則以纖維素、木質(zhì)素等碳水化合物為主，蛋白質(zhì)含量相對(duì)較低，因此C/N通常較高，一般在20以上[13]。

黃河三角洲濕地表層土壤C/N分布的空間差異較大。三角洲北部多林地，表層土壤C/N大于30且與土壤有機(jī)碳含量顯著相關(guān)[2]，說(shuō)明土壤有機(jī)質(zhì)主要來(lái)自陸地高等植物；黃河河道兩側(cè)土壤C/N則低于8或12，一方面可能由于人類活動(dòng)產(chǎn)生的污水導(dǎo)致氮含量升高[2]，另一方面也可能意味著海源物質(zhì)輸入的增強(qiáng)。研究顯示，黃河口濱海濕地的入海河流污染嚴(yán)重，主要污染因子為總氮(TN)、總磷(TP)等，這勢(shì)必會(huì)給濕地土壤帶來(lái)額外的氮磷，給物源判斷帶來(lái)困難[14]。表層沉積物C/N的季節(jié)變化也十分明顯。以河道附近為例，6月份表層沉積物的碳氮比平均值為19.18，與4月份平均值8.04相比顯著增加，而且在潮上帶，主要受黃河水影響的樣點(diǎn)碳氮比的增加遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于低潮帶受河流及潮汐共同影響的樣點(diǎn)[15]。這充分說(shuō)明了河流攜帶的陸源有機(jī)質(zhì)是周圍濕地土壤有機(jī)碳的重要來(lái)源，其影響遠(yuǎn)大于植被覆蓋的不同并且隨徑流量的變化而變化?？偟膩?lái)看，黃河口濱海濕地碳來(lái)源多樣化，且不同位置差別很大，主要控制因素也各不相同，C/N比值可以反映有機(jī)質(zhì)來(lái)源的變化，但無(wú)法深入辨別。

1.2.2 碳穩(wěn)定同位素法

植物在利用無(wú)機(jī)碳的過(guò)程中會(huì)產(chǎn)生不同程度的碳同位素分餾現(xiàn)象，從而使得不同來(lái)源有機(jī)質(zhì)具有不同的碳同位素含量。因此碳的穩(wěn)定同位素比值δ13C可以反映有機(jī)質(zhì)來(lái)源，常被用作近海和河口環(huán)境中有機(jī)碳的物源示蹤指標(biāo)。

早在20世紀(jì)90年代，黃河口區(qū)的有機(jī)碳同位素地球化學(xué)的相關(guān)研究就已展開。碳穩(wěn)定同位素方法的研究對(duì)象包括河水中的POC(particulate organic carbon)以及河口濕地沉積物。河水POC的δ13C存在明顯的季節(jié)變化，洪水期比枯水期更重，與長(zhǎng)江口區(qū)類似[16]。洪水期POC碳同位素平均值為-25.8‰，與馬蘭黃土接近，而枯水期平均值則為-28.8‰[17]，接近C3植物平均值-28‰[18]，這揭示了徑流量大時(shí)POC主要來(lái)自于上游沖刷的泥土，而徑流量小時(shí)陸地植被的貢獻(xiàn)更大。相較于陸地植被，水生植物分餾過(guò)程受控因素較多，同位素含量變化范圍較大，但一般認(rèn)為海洋有機(jī)質(zhì)δ13C值-22‰—-20‰[13]，研究中一般用-25‰和-20‰作為陸地和海洋來(lái)源有機(jī)質(zhì)同位素組成的端元值來(lái)大概區(qū)分有機(jī)質(zhì)的海陸來(lái)源。在河口淺海，水體POC的δ13C整體分布規(guī)律是離岸越遠(yuǎn)越重，表明海洋來(lái)源有機(jī)質(zhì)的比例在逐漸增大，但是同位素含量一般不大于-23‰說(shuō)明仍以陸源為主[17]。與河水POC相比，濕地沉積物的δ13C明顯偏重(-25.18‰—-21.49‰)[15]，而濕地植被以檉柳、蘆葦?shù)韧凰睾康偷腃3植物為主，這說(shuō)明濕地沉積物中有許多潛在的碳來(lái)源，如碳同位素含量較高(平均-14‰)的C4植物，并且占有重要比例。結(jié)合C/N和δ13C計(jì)算海陸來(lái)源有機(jī)質(zhì)的相對(duì)貢獻(xiàn)，結(jié)果在空間變化上符合離海越近海源有機(jī)質(zhì)貢獻(xiàn)越大的一般規(guī)律，入?？谔幈韺映练e物的海源輸入已經(jīng)超過(guò)了陸源[15]。柱狀沉積物的碳同位素分布規(guī)律不明顯，表明該區(qū)域沉積過(guò)程受到了干擾，如黃河的調(diào)水調(diào)沙，有機(jī)質(zhì)輸入不穩(wěn)定。碳同位素含量的季節(jié)變化上，濕地表層沉積物與河水POC保持一致，夏季含量更高。表1列舉了我國(guó)主要河口及濱海濕地碳同位素含量的研究結(jié)果?？梢钥闯?，在長(zhǎng)江黃河體系中陸源輸入占絕對(duì)優(yōu)勢(shì)，相對(duì)而言黃河口濕地受陸源有機(jī)質(zhì)輸入的影響更強(qiáng)烈。從北到南，海源有機(jī)質(zhì)的輸入逐漸加強(qiáng)，這與中國(guó)邊緣海的物質(zhì)輸入特點(diǎn)是一致的，這種規(guī)律形成的原因主要是中國(guó)近海開放程度的不同：黃河注入的渤海屬于內(nèi)海，而黃海區(qū)域的海流主要是閉合的環(huán)流，因此中國(guó)北部近海與外海的物質(zhì)交換匱乏，陸源有機(jī)質(zhì)輸入后不斷累積，所占比例較高；相比較而言，南部近海更開放，物質(zhì)交換迅速，陸源輸入的物質(zhì)被快速搬運(yùn)到外海，從而也使海源輸入的影響加強(qiáng)。

表1 河口顆粒/沉積碳同位素δ13C與其他區(qū)域研究結(jié)果對(duì)比Table 1 Camparsion of the δ13C in paticals or sediments between Yellow River Estuary and other areas

與C/N相比，穩(wěn)定碳同位素含量在體現(xiàn)有機(jī)質(zhì)的來(lái)源方面優(yōu)勢(shì)明顯，但仍有許多不確定因素。首先是不同生物有機(jī)體的碳同位素含量范圍重疊造成端元模糊，降低了辨別的準(zhǔn)確性。其次，有機(jī)質(zhì)在沉積過(guò)程中會(huì)發(fā)生不同程度的降解，難降解有機(jī)碳得到選擇性保存，會(huì)造成碳同位素含量的變化。另外，植物體的碳同位素組成還會(huì)隨著環(huán)境的變化而變化，從輸入之初就造成了沉積物穩(wěn)定碳同位素含量的不確定。整個(gè)黃河三角洲濕地植被和表層土壤的碳同位素組成[2]：植物樣品的δ13C值為-30.5‰—-13.2‰，平均-26.3‰，以C3植物為主；表層土壤δ13C值為-26.44‰—-3.12‰，平均-17.37‰。土壤δ13C值比植被、河水懸浮顆粒物，甚至海源有機(jī)質(zhì)都要高，說(shuō)明可能有重要的未知來(lái)源有機(jī)碳的輸入，僅通過(guò)碳同位素組成難以辨別。

1.2.3 生物標(biāo)志物法

生物標(biāo)志物是指有特定的生物來(lái)源并且在沉積物中歷經(jīng)長(zhǎng)時(shí)間埋藏后還能保持來(lái)源信息的化合物[23]，它們?cè)诔练e成巖作用過(guò)程中具有良好的穩(wěn)定性和對(duì)原始生物母質(zhì)特征的繼承性，因此可被用以識(shí)別有機(jī)質(zhì)的物源。一些學(xué)者在黃河口區(qū)展開過(guò)生物標(biāo)志物的研究，其濕地檢測(cè)到的生物標(biāo)志物有正構(gòu)烷烴、脂肪酸、甾醇等[8- 9,15,24- 26]。為了方便對(duì)比不同的研究結(jié)果，將這3種生物標(biāo)志物用于指示有機(jī)碳來(lái)源的主要指標(biāo)列于表2。

表2 3種不同生物標(biāo)志物對(duì)有機(jī)質(zhì)來(lái)源的指示Table 2 Use of three different biomarkers as organic matter sources indicators

河口區(qū)表層沉積物研究結(jié)果較多。河口混合區(qū)檢測(cè)到較高含量C24脂肪酸、大量不飽和脂肪酸以及C15和C17的異和反異脂肪酸[24]，說(shuō)明沉積物中同時(shí)存在陸源有機(jī)質(zhì)和浮游動(dòng)植物和微生物來(lái)源的有機(jī)質(zhì)，而正烷烴CPI(carbon preference index)(3.1—7.9)指示碳原子數(shù)奇偶優(yōu)勢(shì)明顯，表明陸地植被是主要來(lái)源。毛登[25]對(duì)比研究了黃河口和長(zhǎng)江口表層沉積物烴類化合物分布，發(fā)現(xiàn)黃河口正構(gòu)烷烴主峰為C18，奇偶優(yōu)勢(shì)不明顯，并且甾醇的分布也以富集于浮游生物的C27為主，因此認(rèn)為黃河口沉積物受陸源高等植物影響較弱。而張嬌[8]的研究結(jié)果則顯示黃河口表層沉積物中正構(gòu)烷烴主峰以高碳數(shù)(C29,C31)為主，且奇偶優(yōu)勢(shì)明顯，輕重?zé)N比值較低，有機(jī)質(zhì)主要受陸源輸入影響。他們之間研究結(jié)果的不同可能是多個(gè)原因造成的。其一，采樣位置不同。毛登的采樣位置在黃河河道，而張嬌則是在黃河口外南北兩個(gè)斷面多個(gè)樣點(diǎn)的采集表層沉積物，通常河水中有機(jī)質(zhì)含量較低的粗顆粒泥沙會(huì)首先沉降，這可能是造成毛登的研究結(jié)果中陸源有機(jī)質(zhì)輸入較弱的原因；其二，從2002年開始，黃河進(jìn)行調(diào)水調(diào)沙，大量泥沙被沖出河道輸入海洋，勢(shì)必會(huì)帶來(lái)大量陸源有機(jī)質(zhì)，而毛登與張嬌的采樣時(shí)間正好在黃河調(diào)水調(diào)沙前后，因此他們關(guān)于陸源有機(jī)質(zhì)影響大小的研究結(jié)果有差異。吳斌發(fā)現(xiàn)黃河口表層沉積物有機(jī)碳含量較低，并認(rèn)為是受黃河粗顆粒物沉降的影響，而有機(jī)質(zhì)含量高的細(xì)顆粒物則遷移至更遠(yuǎn)距離，這也體現(xiàn)了黃河泥沙輸入給有機(jī)質(zhì)分布帶來(lái)的影響[29]。

濕地沉積物中有機(jī)質(zhì)來(lái)源的分布地區(qū)差異明顯。黃河三角洲自然保護(hù)區(qū)內(nèi)，沉積物中正構(gòu)烷烴以高碳數(shù)烴為主，奇偶優(yōu)勢(shì)明顯，平均碳鏈長(zhǎng)度大于27，CPI指數(shù)高于5.5，正構(gòu)烷烴主碳峰以31為主[9]，說(shuō)明有機(jī)質(zhì)主要來(lái)自于陸生高等植物中的草本植物，與當(dāng)?shù)馗采w的蘆葦、堿篷等植被相一致。而黃河三角洲潮間帶脂類物質(zhì)中，有大量的支鏈及不飽和脂肪酸，從結(jié)合態(tài)及游離態(tài)的脂類物質(zhì)組成看，均以藻源和細(xì)菌源為主[26]，證明有機(jī)碳主要來(lái)源于原位的初級(jí)生產(chǎn)力和海洋自生源物質(zhì)。對(duì)比這兩個(gè)區(qū)域的研究結(jié)果，可以看出海源有機(jī)質(zhì)的輸入從內(nèi)陸到近海逐漸增強(qiáng)。與其他地區(qū)濱海濕地相比，黃河口濕地沉積物中有機(jī)碳含量較低，并且受陸源輸入的影響更強(qiáng)烈。以正構(gòu)烷烴為例，從表3中可以看出黃河口濕地正構(gòu)烷烴含量與其他地區(qū)相當(dāng)或者略低，而CPI指數(shù)則明顯高于其他區(qū)域，說(shuō)明有機(jī)質(zhì)大部分來(lái)源于陸地高等植物。長(zhǎng)江口和漳江口都位于中國(guó)南部沿海，這也與上文中所得出的從南至北陸源輸入增強(qiáng)的結(jié)論相一致。

1.3 有機(jī)碳來(lái)源分析

從方法各異的各種研究結(jié)果來(lái)看，黃河口濕地有機(jī)碳來(lái)源有以下特點(diǎn)：

(1)陸源輸入優(yōu)勢(shì)明顯

黃河口濕地的陸源輸入，一是以黃河為主的眾多河流從中上游攜帶而來(lái)的大量泥沙及懸浮顆粒物，它們?cè)诤涌谔幎逊e，是濕地形成及延伸的主要物質(zhì)來(lái)源，構(gòu)成了濕地土壤的主體和原始有機(jī)碳庫(kù)；二是濕地植被產(chǎn)生的有機(jī)物質(zhì)，它們?cè)跐竦匕l(fā)育過(guò)程中為土壤有機(jī)碳庫(kù)提供重要的補(bǔ)充。從有機(jī)碳的生物指標(biāo)來(lái)看，濕地土壤有機(jī)質(zhì)中陸地來(lái)源占絕對(duì)優(yōu)勢(shì)，甚至連邊緣海的表層沉積物中，也有半數(shù)有機(jī)碳來(lái)源于陸地。

(2)有明顯的空間和季節(jié)變化

海源輸入從近海沿岸向內(nèi)陸逐漸減弱，這與大多數(shù)濱海濕地的分布規(guī)律相一致。有機(jī)質(zhì)的海源輸入主要受潮汐的影響。近海區(qū)域有較高的初級(jí)生產(chǎn)力，產(chǎn)生大量顆粒有機(jī)質(zhì)[32]。在潮間帶區(qū)域，海水沖刷灘涂，回落時(shí)流速減緩，水中顆粒物沉降，顆粒物附著的海洋自生的有機(jī)質(zhì)成為潮間帶沉積物中有機(jī)碳的重要來(lái)源。黃河口濱岸新生濕地，植被覆蓋率低，潮水不受阻擋，因此，顆粒物沉積速率較低，沉積物有機(jī)碳含量也較低，而且潮汐作用范圍有限，海水到達(dá)不了的地方海源有機(jī)質(zhì)的輸入則明顯減弱。季節(jié)變化則主要是由水動(dòng)力的改變引起的。豐水期，黃河中上游沖刷嚴(yán)重，河水?dāng)y帶的大顆粒泥沙在河口區(qū)沉降，而富含有機(jī)質(zhì)的細(xì)顆粒物則遷移的更遠(yuǎn)；而枯水期河流攜帶物質(zhì)堆積減少，河口濕地的植被則成為有機(jī)質(zhì)的主要貢獻(xiàn)者[8,17]。

表3 黃河口有機(jī)碳及正構(gòu)烷烴研究結(jié)果與其他區(qū)域?qū)Ρ萒able 3 Camparision of the TOC (total organic carbom) and T-ALK (total n-alkanes) between Yellow River Estuary and other areas

(3)人類活動(dòng)影響劇烈

人類對(duì)黃河口濕地有機(jī)碳庫(kù)的干擾主要有三個(gè)方面：第一是勝利油田的開采。在河口濕地及近海表層沉積物中都檢測(cè)到了UCM(unresolved complex mixture)的存在[8- 9]，這種不能分辨的復(fù)雜物質(zhì)來(lái)自石油烴，這說(shuō)明油田的開采過(guò)程的拋灑、泄露等導(dǎo)致了濕地沉積物的石油污染。第二是大量的生活污水及農(nóng)業(yè)活動(dòng)產(chǎn)生的污水排放到河中。濕地沉積物中C/N的偏低，同位素含量的異常以及檢測(cè)到多環(huán)芳烴的存在，都證明了人類活動(dòng)帶來(lái)了有機(jī)質(zhì)的輸入，這會(huì)增加沉積碳庫(kù)潛在的碳來(lái)源，給濕地有機(jī)碳來(lái)源的追溯造成更大的不確定性。第三是為治理黃河而進(jìn)行的調(diào)水調(diào)沙。調(diào)水調(diào)沙是治理黃河的積極舉措，促進(jìn)了黃河口濕地的恢復(fù)，明顯改善了河口三角洲地區(qū)的生態(tài)環(huán)境，并且每年大幅增加濕地面積。黃河口濕地有機(jī)碳庫(kù)因此也在不斷發(fā)生改變，碳來(lái)源追蹤更加復(fù)雜。

2 黃河口濕地碳埋藏能力與提升策略

碳埋藏是濕地生態(tài)系統(tǒng)參與陸地生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)的一項(xiàng)重要服務(wù)功能，濱海濕地具有很高的碳埋藏能力，其碳累積速率可達(dá)(210±20) gC m-2a-1，遠(yuǎn)高于泥炭濕地[33]。黃河口濕地是我國(guó)典型的濱海濕地，研究表明，黃河口濱岸新生濕地土壤有機(jī)碳含量遠(yuǎn)低于內(nèi)陸沼澤濕地，這是因?yàn)樾律鷿竦爻赏聊挲g短，土壤潛育化程度低，缺乏植被覆蓋和有機(jī)質(zhì)輸入，但是黃河口濕地卻有較高的沉積速率，所以總體來(lái)看，黃河口濱海濕地碳埋藏能力有很大的提升空間。采取措施提高黃河口濕地的碳埋藏水平，使黃河口地區(qū)變成一個(gè)巨大的碳匯，對(duì)于緩解我國(guó)二氧化碳排放壓力具有重要意義。

2.1 碳埋藏潛力估算

根據(jù)《中國(guó)濱海濕地》，黃河口濱海天然濕地陸地面積以灘涂為主(104505 hm2)，而植被覆蓋區(qū)域主要是蘆葦灘和堿蓬灘，面積分別為15792 hm2和14231 hm2[3]。根據(jù)黃河口濕地蘆葦和堿蓬濕地近30年的的有機(jī)碳平均埋藏速率分別為216.68 g m-2a-1和101.26 g m-2a-1[6]，可計(jì)算獲得有機(jī)碳埋藏量分別可達(dá)34218.1 t/a和14410.3 t/a，濕地沉積物有機(jī)碳含量小于1%，遠(yuǎn)低于內(nèi)陸沼澤濕地[6]。灘涂的有機(jī)碳含量及埋藏速率都低于堿蓬濕地，按照植被對(duì)沉積物有機(jī)質(zhì)貢獻(xiàn)為50%來(lái)估計(jì)，灘涂總的有機(jī)碳埋藏量不超過(guò)52911 t/a。因此，可估算黃河口濕地陸上部分總有機(jī)碳埋藏能力在1×105t/a左右，仍有較大的提升空間。

首先從植被覆蓋面積看，黃河口濱海天然濕地的陸地面積中只有20%左右被蘆葦和堿蓬覆蓋，無(wú)植被覆蓋的光灘面積高達(dá)70%以上，隨著濕地保護(hù)措施的實(shí)施和植物群落的演替和發(fā)展，蘆葦和堿蓬濕地的面積可能會(huì)不斷擴(kuò)大。隨著先鋒物種堿蓬入侵，如果現(xiàn)有光灘面積的一半被植被覆蓋，而原來(lái)的堿蓬群落全部演替為蘆葦群落，在各濕地類型的有機(jī)碳埋藏速率不變的情況下，黃河口濕地總的有機(jī)碳埋藏能力將會(huì)接近1.5×105t/a，提高了1.5倍。

其次，目前濕地沉積物中有機(jī)碳的含量較低，主要是由于已有植物群落較稀疏，生物量密度小，沉積物中植物有機(jī)質(zhì)輸入不足所致，而隨著植物群落初級(jí)生產(chǎn)力的增加，濕地有機(jī)碳含量也會(huì)不斷增高。據(jù)統(tǒng)計(jì)，黃河口濕地蘆葦和堿蓬的初級(jí)生產(chǎn)力分別為7.9 t hm-2a-1和6.2 t hm-2a-1[34]，固碳能力分別為3.48 t hm-2a-1和2.74 t hm-2a-1(根據(jù)每形成1g干物質(zhì)需要同化1.62 gCO2，固定0.44 gC，由初級(jí)生產(chǎn)力計(jì)算得到)，低于中國(guó)濱海濕地的平均值3.7 t hm-2a-1，更低于氣候條件相同的暖溫帶闊葉林的固碳能力10.6 t hm-2a-1[35]。從光能利用率的角度來(lái)看，黃河口濕地蘆葦和堿蓬分別為0.25%和0.20%[35]，遠(yuǎn)低于遼河三角洲濕地的0.84%[36]、長(zhǎng)江口濕地的0.3%—0.9%以及理論最高值5%—6%[35]。因此，如果光能利用率提升到1%，黃河口濕地植被的初級(jí)生產(chǎn)力仍有4—5倍的提升空間。考慮到呼吸作用及礦化作用對(duì)有機(jī)質(zhì)的消耗，濕地沉積物中有機(jī)碳的含量仍然可能成倍增加，況且還可以通過(guò)淡水輸入等方式提高地下水位，降低有機(jī)碳消耗速率。相應(yīng)的，濕地有機(jī)碳埋藏能力也會(huì)成倍提升。

2.2 碳埋藏能力提升策略

從黃河口濕地有機(jī)碳來(lái)源的研究結(jié)果分析，有機(jī)質(zhì)輸入最主要的方式是河流攜帶的懸浮物堆積和覆蓋在濕地上的植被生物量的輸入，因此主要可從這兩方面著手，采取措施以增加土壤有機(jī)碳庫(kù)，提升濕地碳埋藏能力。

(1)合理調(diào)配河流淡水輸入

水對(duì)濕地的作用是不言而喻的，正是由于常年積水才使得濕地有機(jī)質(zhì)降解緩慢，碳埋藏不斷增加。研究表明，濕地水位下降，CO2排放顯著增加，會(huì)導(dǎo)致大量的碳輸出，而大多數(shù)濕地退化的原因正是水分的流失。對(duì)于河口濕地而言，最主要的水來(lái)源是河流淡水輸入。河流淡水輸入不僅產(chǎn)生物質(zhì)的堆積，還會(huì)促進(jìn)濕地土壤脫鹽以利于植被的生長(zhǎng)，是關(guān)系河口濕地存亡的關(guān)鍵因素。20世紀(jì)黃河頻繁斷流就造成了河口濕地生態(tài)系統(tǒng)的退化。濕地保持健康是固碳能力提升的前提，為恢復(fù)維護(hù)濕地生態(tài)系統(tǒng)的正常生態(tài)功能，需要對(duì)河流進(jìn)行治理，要建立健全管理機(jī)制，統(tǒng)一調(diào)度和分配水資源，合理節(jié)約用水，利用自然規(guī)律，協(xié)調(diào)人類與生態(tài)系統(tǒng)的關(guān)系。本世紀(jì)初開始的黃河調(diào)水調(diào)沙對(duì)黃河口濕地的恢復(fù)起到了積極作用，對(duì)于其他相關(guān)河流也要加緊治理。對(duì)于已退化的濕地，可以通過(guò)淡水添加的方式進(jìn)行恢復(fù)。研究顯示，對(duì)黃河三角洲退化某塊濕地進(jìn)行長(zhǎng)期淡水添加之后，土壤有機(jī)碳含量、C/N、以及植物生物量都顯著增加[37]，效果顯著。

(2)保護(hù)河口鄰近區(qū)域植被，加快植物群落演替

植被是濕地土壤碳庫(kù)的另一重要來(lái)源?？偟膩?lái)說(shuō)，黃河三角洲地區(qū)植被種類單調(diào)，以草本為主，濕生和鹽生植被是優(yōu)勢(shì)種，植被形成時(shí)間短，群落穩(wěn)定性較差，屬于群落演替的早期。但是植被的順行演替過(guò)程會(huì)使黃河口濕地碳儲(chǔ)量不斷增大，固碳能力不斷提高。堿蓬可忍受高鹽分的脅迫，在濱海濕地鹽漬土壤中正常生長(zhǎng)[38]，是濱岸新生濕地的先鋒植物。堿篷生長(zhǎng)后，有機(jī)碳開始累積，土壤抬高并開始脫鹽，之后蘆葦、檉柳等植物群落開始出現(xiàn)并發(fā)展成優(yōu)勢(shì)群落，土壤鹽度進(jìn)一步降低，其他較耐鹽的非鹽生植物開始入侵并且逐漸替代鹽生植物。自然狀態(tài)下，演替會(huì)從灘涂濕地生態(tài)系統(tǒng)最終演變成暖溫帶闊葉林系統(tǒng)。然而強(qiáng)烈的人類活動(dòng)，干擾了這一自然演替過(guò)程。首先，頻繁的開發(fā)活動(dòng)導(dǎo)致堿篷斑塊面積減小，減緩了灘涂濕地土壤脫鹽改良的速度；其次，在蘆葦、檉柳等群落成為優(yōu)勢(shì)種，土壤進(jìn)一步改良后開墾為農(nóng)田，不合理的農(nóng)耕方式導(dǎo)致土壤反鹽嚴(yán)重。因此，黃河口濕地植被演替緩慢，目前仍以草本植物為主，林地很少出現(xiàn)。為提升河口濕地的固碳能力，植物群落的形成和發(fā)展至關(guān)重要。為此，必須要采取措施，保護(hù)現(xiàn)有植被，暫時(shí)的經(jīng)濟(jì)利益讓步于生態(tài)系統(tǒng)的維護(hù)，減少開發(fā)活動(dòng)等人類干擾。此外，還可以采取手段加速植物群落的演替過(guò)程，如工程措施加快土壤脫鹽，培養(yǎng)更耐鹽的堿篷、蘆葦和檉柳品種使其能迅速占領(lǐng)新生濕地并形成穩(wěn)固的群落。

3 黃河口濕地有機(jī)碳來(lái)源與碳埋藏能力提升研究展望

3.1 存在問(wèn)題

總體來(lái)看，關(guān)于黃河口濕地有機(jī)碳來(lái)源的研究盡管取得了一些進(jìn)展，研究結(jié)果對(duì)濕地有機(jī)碳庫(kù)的維護(hù)和濕地碳埋藏能力的提升策略制定都有一定的價(jià)值，但對(duì)揭示有機(jī)碳輸入所有途徑及其在有機(jī)碳庫(kù)中的作用還有許多深入系統(tǒng)的工作要做。

有機(jī)碳的來(lái)源是碳的生物地球化學(xué)過(guò)程研究的熱點(diǎn)之一，尤其是在環(huán)境條件復(fù)雜多變的河口地區(qū)。近年來(lái)，不少學(xué)者在黃河口濕地展開了有機(jī)碳的溯源研究，但受限于實(shí)地取樣和研究方法，目前的研究缺乏系統(tǒng)性，多限于觀測(cè)，對(duì)機(jī)制的理解十分薄弱。第一，當(dāng)前的研究覆蓋區(qū)域有限，調(diào)查取樣一般只在局部區(qū)域，對(duì)比研究缺乏，難以體現(xiàn)黃河口濕地碳來(lái)源的全部特征。第二，對(duì)有機(jī)碳來(lái)源的辨別大多只是粗略分成海源和陸源，準(zhǔn)確的定量研究很少。第三，有機(jī)碳來(lái)源影響因素及季節(jié)變化等系統(tǒng)的機(jī)制的研究匱乏。

有機(jī)碳來(lái)源的研究結(jié)果對(duì)提升濱海濕地的碳埋藏能力具有重要指導(dǎo)意義。碳埋藏能力取決于碳輸入和碳輸出的相對(duì)大小，而有機(jī)碳來(lái)源的研究正是解決碳的輸入問(wèn)題。根據(jù)碳來(lái)源的不同途徑和比例，采取相應(yīng)的方法、有側(cè)重的增加生態(tài)系統(tǒng)的碳輸入是提升濱海濕地碳埋藏能力的重要舉措之一。然而目前的研究還無(wú)法將二者緊密結(jié)合，一方面有機(jī)碳來(lái)源研究結(jié)果不夠細(xì)致；另一方面不同來(lái)源的有機(jī)質(zhì)在沉積物中的埋藏效率缺乏研究；此外，對(duì)于濕地碳埋藏能力的提升，目前還缺乏統(tǒng)一的標(biāo)準(zhǔn)評(píng)估方法。

3.2 研究展望

針對(duì)目前存在的問(wèn)題，今后黃河口濕地有機(jī)碳來(lái)源的研究應(yīng)側(cè)重，1)加強(qiáng)不同植被覆蓋、不同水文環(huán)境之間的比較研究；2)探尋更具特異性的生物指標(biāo)或者更優(yōu)化的數(shù)據(jù)解譯方法和模型，以期更細(xì)致的辨別海洋和陸地中不同種生物的有機(jī)碳來(lái)源；3)按時(shí)間序列跟蹤區(qū)域有機(jī)碳來(lái)源的變化，結(jié)合地下水位、溫度等環(huán)境因子的變化探討影響有機(jī)碳來(lái)源的因素。

不同來(lái)源有機(jī)碳在濱海濕地沉積物中埋藏效率的研究亟需開展。建議從沉積物巖芯入手，結(jié)合當(dāng)?shù)厣鷳B(tài)環(huán)境變化的歷史資料，解譯出不同來(lái)源有機(jī)質(zhì)在不同時(shí)期的輸入量以及現(xiàn)存量，再綜合不同歷史時(shí)期溫度、水文、潮汐等環(huán)境因子，從而對(duì)比在不同環(huán)境條件下不同類型有機(jī)質(zhì)在沉積物中得到長(zhǎng)期保存的能力，以期為濱海濕地碳埋藏能力的提升提供科學(xué)的指導(dǎo)。

濕地碳埋藏能力評(píng)估體系的建立也迫在眉睫。對(duì)濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)還要綜合考慮濕地植被固碳潛力、沉積物碳排放量、碳沉降量、碳埋藏量以及沉積物微生物固碳能力等方面，并結(jié)合地質(zhì)地貌、水文和氣候條件，結(jié)合濕地的開發(fā)利用現(xiàn)狀，研發(fā)和集成能夠最大限度提高濱海濕地碳埋藏能力的技術(shù)。

盡管環(huán)境條件不同，但是推動(dòng)和調(diào)節(jié)潮間帶生物地球化學(xué)過(guò)程的基本原理是相同的[39]。所以黃河口濕地有關(guān)碳過(guò)程的研究成果，在其他區(qū)域?yàn)I海濕地，尤其是大河口濕地，可以得到參考和借鑒。因此，未來(lái)的研究可以黃河口濕地為例，形成一套系統(tǒng)的研究方法，并在全國(guó)各地濱海濕地的研究中得到推廣，以盡快利用濱海濕地碳封存能力強(qiáng)的優(yōu)勢(shì)，緩解我國(guó)由溫室氣體排放帶來(lái)的經(jīng)濟(jì)壓力。

[1] 張曉龍, 李培英, 李萍, 徐興永. 中國(guó)濱海濕地的研究現(xiàn)狀與展望. 海洋科學(xué)進(jìn)展, 2005, 23(1): 87- 95.

[2] 丁喜桂, 葉思源, 王吉松. 黃河三角洲濕地土壤、植物碳氮穩(wěn)定同位素的組成特征. 海洋地質(zhì)前沿, 2011, 27(2): 66- 71.

[3] 關(guān)道明. 中國(guó)濱海濕地. 北京: 海洋出版社, 2012: 69- 76.

[4] Song J M. Biogeochemical Processes of Biogenic Elements in China Marginal Seas. Berlin Heidelberg: Springer-Verlag, 2010: 1- 662.

[5] 張緒良, 張朝暉, 徐宗軍, 侯雪景, 蔡慶芳. 黃河三角洲濱海濕地植被的碳儲(chǔ)量和固碳能力. 安全與環(huán)境學(xué)報(bào), 2012, 12(6): 145- 149.

[6] 丁玉蓉, 葉思源, 趙全升. 黃河三角洲新生濕地土壤對(duì)營(yíng)養(yǎng)成分和碳的扣留. 地質(zhì)論評(píng), 2012, 58(1): 183- 189.

[7] 董洪芳, 于君寶, 孫志高, 牟曉杰, 陳小兵, 毛培利, 吳春發(fā), 管博. 黃河口濱岸潮灘濕地植物-土壤系統(tǒng)有機(jī)碳空間分布特征. 環(huán)境科學(xué), 2010, 31(6): 1594- 1599.

[8] 張嬌. 黃河及河口烴類有機(jī)物的分布特征及源解析 [D]. 青島: 中國(guó)海洋大學(xué), 2008.

[9] 姚鵬, 尹紅珍, 姚慶禎, 陳洪濤, 劉月良. 黃河口濕地土壤中正構(gòu)烷烴分子指標(biāo)及物源指示意義. 環(huán)境科學(xué), 2012, 33(10): 3457- 3465.

[10] 張龍軍, 張向上, 王曉亮, 劉立芳. 黃河口有機(jī)碳的時(shí)空輸運(yùn)特征及其影響因素分析. 水科學(xué)進(jìn)展, 2007, 18(1): 674- 682.

[11] 宋金明, 徐永福, 胡維平, 倪樂意. 中國(guó)近海與湖泊碳的生物地球化學(xué). 北京: 科學(xué)出版社, 2008: 1- 533.

[12] Hui Y M, Zheng M H, Liu Z T, Gao L R. Distribution of polycyclic aromatic hydrocarbons in sdeiments from Yellow River Estuary and Yangtze River Estuary, China. Journal of Environmental Sciences, 2009, 21(12): 1625- 1631.

[13] Meyers P A. Preservation of elemental and isotopic source identification of sedimentary organic-matter. Chemical Geology, 1994, 114(3/4): 289- 302.

[14] 劉峰, 董貫倉(cāng), 秦玉廣, 劉超, 朱士文. 黃河口濱海濕地4條入海河流污染物現(xiàn)狀調(diào)查. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2012, 40(1): 441- 444.

[15] 尹紅珍. 應(yīng)用多參數(shù)示蹤方法研究黃河口濕地沉積有機(jī)質(zhì)來(lái)源和分布 [D]. 青島: 中國(guó)海洋大學(xué), 2011.

[16] 蔡德陵, Tan F C, Edmond J M. 長(zhǎng)江口區(qū)有機(jī)碳同位素地球化學(xué). 地球化學(xué) 1992, 21(3): 305- 312.

[17] 蔡德陵, 蔡愛智. 黃河口區(qū)有機(jī)碳同位素地球化學(xué)研究. 中國(guó)科學(xué)(B輯 化學(xué) 生命科學(xué) 地學(xué)), 1993, 23(10): 1105- 1113.

[18] O′leary M H. Carbon isotopes in photosynthesis. Bioscience, 1988, 38(5): 328- 336.

[19] 高建華, 楊桂山, 歐維新. 蘇北潮灘濕地不同生態(tài)帶有機(jī)質(zhì)來(lái)源辨析與定量估算. 環(huán)境科學(xué), 2005, 26(6): 53- 56.

[20] Zhou J L, Wu Y, Zhang J, Kang Q S, Liu Z T. Carbon and nitrogen composition and stable isotope as potential indicators of source and fate of organic matter in the salt marsh of the Changjiang Estuary, China. Chemosphere, 2006, 65(2): 310- 317.

[21] 薛博. 漳江口紅樹林濕地沉積物有機(jī)質(zhì)來(lái)源追溯 [D]. 廈門: 廈門大學(xué), 2007.

[22] 張凌, 陳繁榮, 殷克東, 呂瑩, 楊永強(qiáng), 張德榮. 珠江口及近海表層沉積有機(jī)質(zhì)的特征和來(lái)源. 熱帶海洋學(xué)報(bào),2010, 29(1): 98- 103.

[23] Meyers P A. Applications of organic geochemistry to paleolimnological reconstructions: a summary of examples from the Laurentian Great Lakes. Organic Geochemistry, 2003, 34(2): 261- 289.

[24] Bigot M, Saliot A, Cui X, Li J. Organic geochemistry of surface sediments from the Huanghe estuary and adjacent Bohai Sea (China). Chemical Geology, 1989, 75(4): 339- 350.

[25] 毛登, 范德江, 郭志剛, 楊作升. 長(zhǎng)江、黃河河口沉積物中生物標(biāo)志化合物組成的初步研究. 青島海洋大學(xué)學(xué)報(bào), 2001, 31(5): 747- 754.

[26] 杜天君. 黃河三角洲潮間帶區(qū)域脂類有機(jī)碳的來(lái)源和埋藏特征 [D]. 青島: 中國(guó)海洋大學(xué), 2011.

[27] Bianchi T S, Canuel E A. Chemical Biomarkers in Aquatic Ecosystems.Princeton: Princeton University Press, 2011: 144- 206.

[28] Russell M, Rosell-Mele A. Preliminary study of fluxes of major lipid biomarker classes in the water column and sediments of Lake Baikal, Russia. Global Planet Change, 2005, 46(1/4): 45- 56.

[29] 吳斌, 宋金明, 李學(xué)剛. 黃河口表層沉積物中重金屬的環(huán)境地球化學(xué)特征. 環(huán)境科學(xué), 2013, 34(4): 1324- 1332.

[30] 朱純, 潘建明, 盧冰, 扈傳昱, 劉小涯, 葉新榮, 薛斌. 長(zhǎng)江口及鄰近海域現(xiàn)代沉積物中正構(gòu)烷烴分子組合特征及其對(duì)有機(jī)碳運(yùn)移分布的指示. 海洋學(xué)報(bào), 2005, 27(4): 59- 67.

[31] 周俊麗. 長(zhǎng)江口濕地生態(tài)系統(tǒng)中有機(jī)質(zhì)的生物地球化學(xué)過(guò)程研究 [D]. 上海: 華東師范大學(xué), 2005.

[32] 宋金明, 李學(xué)剛, 袁華茂, 鄭國(guó)俠, 楊宇峰. 中國(guó)近海生物固碳強(qiáng)度與潛力. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2008, 28(2): 551- 558.

[33] 段曉男, 王效科, 逯非, 歐陽(yáng)志云. 中國(guó)濕地生態(tài)系統(tǒng)固碳現(xiàn)狀和潛力. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2008, 28(2): 463- 469.

[34] 王海梅, 李政海, 宋國(guó)寶, 高吉喜, 閆軍. 黃河三角洲植被分布、土地利用類型與土壤理化性狀關(guān)系的初步研究. 內(nèi)蒙古大學(xué)學(xué)報(bào), 2006, 37(1): 69- 75.

[35] 梅雪英, 張修峰. 長(zhǎng)江口濕地海三棱藨草(Scirpusmariqueter)的儲(chǔ)碳、固碳功能研究——以崇明東灘為例. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2007, 26(1): 360- 363.

[36] 索安寧, 趙冬至, 張豐收. 我國(guó)北方河口濕地植被儲(chǔ)碳、固碳功能研究——以遼河三角洲盤錦地區(qū)為例. 海洋學(xué)研究, 2010, 28(3): 67- 71.

[37] Wang H, Wang R Q, Yu Y, Mithell M J, Zhang L J. Soil organic carbon of degraded wetlands treated with freshwater in the Yellow River Delta, China. Journal of Environmental Management, 2011, 92(10): 2682- 2633.

[38] 宋金明, 張默, 李學(xué)剛, 袁華茂, 李寧, 段麗琴, 許思思. 膠州灣濱海濕地中的Li、Rb、Cs、Sr、Ba及堿蓬(Suaedasls)對(duì)其的“重力分餾”. 海洋與湖沼, 2011, 42(5): 670- 675.

[39] Jickells T D, Rae J E. Biogeochemistry of Intertidal Sediments. Cambridge: Cambeidge University Press, 1997: 1- 12.

Sources of organic carbon in the wetlands of the Yellow River estuary and instructions on carbon burial promotion strategies

WANG Qidong1,2, SONG Jinming1,*, LI Xuegang1

1KeyLaboratoryofEcologyandEnvironment，InstituteofOceanography，ChineseAcademyofSciences，Qingdao266071,China2UniversityofChineseAcademyofSciences，Beijing100049,China

Coastal wetland ecosystem, which has many kinds of special ecological functions, is one of the most important carbon pools on the earth. In recent years, the global climate change caused by the emission of greenhouse gases has increasingly been attented. As a significant carbon sink, the coastal wetland regions play an important role in the global carbon cycle. However, the carbon cycling processes in the coastal wetland are very complicated due to the interactions between land and ocean. Recent research demonstrates that the carbon input is the most important among all the complicated processes as the base of the carbon cycle. The Yellow River estuary wetland is a typical coastal wetland in the Northern China. The organic carbon sources were discussed and the strategies about increasing carbon burial capacity of the wetlands ecosystem were raised in this paper. The sources of organic carbon in the Yellow River estuary wetland were deduced by C/N, stable carbon isotopic compositions and biomarkers.The study showed that the organic carbon sources in the Yellow River estuary wetlands were complex with both terrestrial and marine materials. The C/N, stable carbon isotopic compositions of organic matters and biomarkers distributions showed that the terrestrial input of organic matters to the sediments was more than the marine input. The proportion of marine organic matters increased gradually from inland to coastal areas and from shallow beaches to deeper areas with the enhancing impact of tidal. The organic carbon sources had a significantly seasonal change with primary productivities, runoff of the Yellow River and were disturbed intensively by human activities. On the results of organic carbon sources research, many ways can be used to increase the carbon burial capacity of the Yellow River estuary wetlands such as allocating riverine fresh water input reasonably, protecting vegetation around the estuary and accelerating the succession of plant communities covering the wetlands. The conclusions we drew from the Yellow River Estuary wetland can be extended to other coastal wentlands, especially large estuarine wetlands, because the fundamental principles that drive the biogeochemical processes of the coastal wetlands are basically the same despite the different environmental conditions. The current researches on organic carbon sources of coastal wetland should be improved by extending the study areas, exploring stricter distinguish of carbon sources and systematicly analyzing the influencing factors. Since most researches are non-systematic and merely based on the direct observation rather than the exploration of principles and mechanisms, it is hard to get more quantitative results and effective instructions to the increase of the carbon burial capacity of coastal wetland. Future researches should be enhanced in the following parts: 1) Carrying out more comparative studies of wetlands with different environmental conditions; 2) Searching more specific biological indicators and optimizing date analysis models to make finer distinction of carbon sources; 3) Studying the burial efficiencies of organic matters from different sources; 4) Building the assessment system of carbon burial capacity of wetland, developing and integrating the techniques which can increase the carbon burial capacity of coastal wetlands the most.

organic carbon sources; carbon burial capacity; stable carbon isotope; biomarker; Yellow River estuary wetlands

國(guó)家海洋公益性項(xiàng)目(201205008); 國(guó)家海洋局環(huán)境評(píng)價(jià)項(xiàng)目 (DOMEP(MEA)-01-01)

2013- 04- 01;

日期:2014- 03- 25

10.5846/stxb201304010583

*通訊作者Corresponding author.E-mail: jmsong@qdio.ac.cn

王啟棟，宋金明，李學(xué)剛.黃河口濕地有機(jī)碳來(lái)源及其對(duì)碳埋藏提升策略的啟示.生態(tài)學(xué)報(bào),2015,35(2):568- 576.

Wang Q D, Song J M, Li X G.Sources of organic carbon in the wetlands of the Yellow River estuary and instructions on carbon burial promotion strategies.Acta Ecologica Sinica,2015,35(2):568- 576.