综述

红树林湿地碳储存和主要有机碳过程研究进展

  • 靳瑜 , 1, 2, 3 ,
  • 郭嘉 2, 3 ,
  • 赵微 1, 2, 3 ,
  • 吴婷 1, 2, 3 ,
  • 王荣 4 ,
  • 林广旋 3, 5 ,
  • 崔圆 1, 6 ,
  • 罗芳丽 , 1, 7, * ,
  • 朱耀军 , 2, 3, *
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罗芳丽,教授;E-mail:
朱耀军,研究员。E-mail:

靳瑜(1993—),山西省宁武人,博士研究生,从事湿地生态研究。E-mail:

收稿日期: 2024-11-25

  修回日期: 2025-05-15

  网络出版日期: 2026-03-12

版权

版权所有©《湿地科学》编辑部2026
靳瑜, 郭嘉, 赵微, 等. 红树林湿地碳储存和主要有机碳过程研究进展[J]. 湿地科学, 2026, 24(1): 224-234 [Jin Y, Guo J, Zhao W, et al. Advances in carbon storage and main organic carbon processes in mangrove wetlands. Wetland Science, 2026, 24(1): 224-234

Advances in carbon storage and main organic carbon processes in mangrove wetlands

  • Jin Yu , 1, 2, 3 ,
  • Guo Jia 2, 3 ,
  • Zhao Wei 1, 2, 3 ,
  • Wu Ting 1, 2, 3 ,
  • Wang Rong 4 ,
  • Lin Guangxuan 3, 5 ,
  • Cui Yuan 1, 6 ,
  • Luo Fangli , 1, 7, * ,
  • Zhu Yaojun , 2, 3, *
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Received date: 2024-11-25

  Revised date: 2025-05-15

  Online published: 2026-03-12

Copyright

Copyright ©2026 Wetland Science. All rights reserved.

摘要

红树林湿地作为海洋与陆地之间的天然屏障,对大气中CO2、海洋环境中有机碳的捕获及碳固持具有重要作用。红树林湿地中的碳最终以植被生物量、植物凋落物和土壤有机碳的形式固存于生态系统内,有机碳的输出主要以气体形态(CO2和CH4)、底栖动物取食以及水体输出的方式损耗。本文通过归纳总结2018—2023年相关文献的研究结果,对红树林湿地碳储存(碳储量、碳密度和碳固存速率)及其影响因素(植物、土壤理化性质等)、红树林湿地碳循环主要有机碳过程(碳输入和碳输出)的研究进展进行了综述,提出了有效恢复并提升红树林碳汇能力、平衡保护与修复的关系是目前红树林湿地修复过程中亟待解决的问题。建议未来加强红树林湿地碳过程的影响因素、碳库转化机制、植被修复效益、碳汇的恢复过程、激发效应及消费者(底栖动物)在碳过程中的作用等方面的研究,从而为红树林湿地的保护与修复、缓解温室效应以及达成“双碳”目标提供科学参考。

本文引用格式

靳瑜 , 郭嘉 , 赵微 , 吴婷 , 王荣 , 林广旋 , 崔圆 , 罗芳丽 , 朱耀军 . 红树林湿地碳储存和主要有机碳过程研究进展[J]. 湿地科学, 2026 , 24(1) : 224 -234 . DOI: 10.13248/j.cnki.wetlandsci.20240295

Abstract

As a critical natural ecotone and barrier between marine and terrestrial ecosystems, mangrove wetlands play an indispensable role in the capture and sequestration of atmosphere carbon dioxide (CO2), as well as organic carbon in the marine environment. Carbon within mangrove wetland ecosystems is ultimately fixed through a series of biological processes and biogeochemical reactions and sequestered in three primary and stable forms: vegetation biomass (i.e., plant aboveground and belowground biomass), plant litters (such as leaves, branches and root, etc.), and soil organic carbon (SOC). In contrast, the export and emission of organic carbon from mangrove wetlands occur mainly through three dominant pathways: the fluxes of greenhouse gas (mainly CO2 released via soil respiration and litter decomposition, and methane (CH4) produced under anaerobic soil conditions), the feeding and activities of benthic fauna (such as crabs and snails, etc.), and the hydrological export of dissolved organic carbon (DOC) and particulate organic carbon (POC) into adjacent coastal waters via tidal flow and runoff. By synthesizing the research findings reported in relevant domestic and international publications over the past six years (2018—2023), we reviewed the advances in three key processes of mangrove wetland carbon cycling, including carbon sequestration (i.e., carbon storage, carbon density and carbon sequestration rate) and its influencing factors (e.g., plant, soil physical and chemical properties), as well as the main organic carbon processes (i.e., carbon input and carbon export) in the carbon cycle of mangrove wetlands. Based on the review, we propose two urgent scientific and practical issues that need to be addressed in the current ecological restoration of mangrove wetlands. The first issue is the restoration and enhancement of the carbon sink capacity of degraded mangrove wetlands. The second issue is the need to balance the relationship between conservation (which have high and stable carbon sink capacities and should be protected from disturbance) and the ecological restoration of degraded mangrove areas. To address these gaps, future research should: in-depth exploration of the interactive effects of biotic and abiotic factors on mangrove carbon processes; systematic investigation of the transformation mechanisms of carbon pools; quantitative evaluation of the carbon sink benefits of vegetation restoration; detailed evaluation of restoration processes of carbon sinks; research on the priming effects and roles of consumers (e.g., benthic fauna) in carbon dynamics. Our review could provide a scientific support for the protection and restoration of mangrove wetlands, mitigation of greenhouse effect, and achieving the goals of carbon emissions peaking and carbon neutrality.

滨海湿地位于陆地与海洋之间的过渡地带,广泛分布于海岸带地区,其全球平均净碳汇约为1.88 Mg/(hm2·a),高于内陆湿地[0.57 Mg/(hm2·a)]和泥炭地[0.29 Mg/(hm2·a)],是重要的湿地类型之一[1]。盐沼、红树林、海草床等都属于滨海湿地碳汇生态系统,能从空气或海水中捕获并存储CO2,被称为“蓝碳”生态系统[2]。红树林湿地具有较高的固碳效率[2-3],全球红树林平均固碳速率可达(24.0±3.2)×106 Mg/a,低于海草床[(43.9±12.1)×106 Mg/a],但高于盐沼湿地[(13.4±1.4)×106 Mg/a][3]。墨西哥湾滨海湿地(红树林、盐沼和海草床)总土壤有机碳(Soil Organic Carbon, SOC)储量为480.48 ×106 Mg,其中,红树林湿地0~100 cm深度SOC储量可达112.74×106 Mg[4]。东南亚地区红树林湿地0~100 cm深度SOC储量(3 095.19×106 Mg)约为海草床的(1 683.97×106 Mg)1.8倍[5]。红树林是最具生产力和固碳效率的长期天然碳汇之一,对于碳封存和减缓温室效应具有重要作用;同时,它还具有防风消浪、保岸护堤、保护生物多样性等多种重要生态功能[2,6]。因此,探究红树林生态系统碳储量和主要碳过程的关键影响因素,对于进一步了解滨海湿地碳循环机制、保护和修复滨海湿地,进而缓解气候变化带来的负面影响具有重要意义。
本文在中国知网(CNKI)、Web of Science等数据库检索“滨海湿地”“红树林”“碳”“碳过程”等关键词,获取了2018—2013年发表的约660篇文献,对红树林湿地碳存储及其影响因素、红树林湿地碳循环主要有机碳过程的研究进展进行了综述,提出了目前红树林湿地恢复亟待解决的关键问题——有效恢复并提升红树林湿地碳汇能力、平衡保护与修复之间的关系,同时提出了未来可能的研究方向,以期为红树林湿地的保护与修复、缓解温室效应以及达成“双碳”目标提供科学参考。

1 红树林湿地碳储量

红树林是分布于热带、亚热带海洋与陆地交界处并受海水周期性浸淹的滨海盐生植被,生长于全球半数以上(54%)国家的海岸线,约占全球陆地面积的0.17%,其中亚洲地区分布范围最广(38.7%)[7]。已有研究表明[8-9],全球红树林湿地以植物生物量和SOC形式存储了滨海区域10%~15%的沉积物有机碳,其SOC埋藏速率约为9.6×106~15.8×106 Mg/a,平均有机碳密度约为693 Mg/hm2,有机碳储量为5.23×109~8.63×109 Mg。红树林生态系统碳储量远高于其他陆地和内陆湿地生态系统,占热带沿海海洋碳储量的15%~24%[9]
第三次全国国土调查(2021年8月)数据显示[10],中国现有红树林面积为2.71×104 hm2,主要分布于长江以南的东南至南部沿海省区,包括浙江、福建、广东、广西、海南、香港、澳门和台湾,北至浙江舟山,南至海南三亚的榆林港,横跨约14 700 km的海岸线(18°12′N ~29°32′N, 108°03′E ~122°00′E)。研究表明[11],中国红树林平均SOC密度为344.67 Mg/hm2,显著高于盐沼(134.37 Mg/hm2)和海草床(175.14 Mg/hm2),地上和地下植物平均碳密度分别为253.98 Mg/hm2和83.96 Mg/hm2。据统计,中国红树林湿地生态系统碳储量从南(海南)至北(浙江)随纬度变化呈先上升后下降趋势,各省区红树林生态系统的年固碳速率从高到低依次为广西>广东>海南>福建>台湾>浙江>香港[12]
红树林湿地土壤(或沉积物)是除植被碳库外的另一个重要碳库,具有低氧含量、低养分利用率、低降解率及高稳定有机质的特点,有利于有机质的积累[13-14]。据研究[15],红树林湿地土壤储存了约占其生态系统半数以上的碳(60%~85%),其中0~100 cm土层碳储量占生态系统总碳储量的43%。巴西红树林生态系统0~100 cm土层碳储量占全球红树林土壤碳储量的3%~8%,且从边缘向内陆递减[16]。土壤碳库主要由SOC(如动物、植物、微生物等有机质)和无机碳(Inorganic Carbon, IC;如CaCO3、MgCO3等)组成[17];其中,SOC库对环境变化敏感,且对大气CO2水平影响显著,能反馈气候变暖的程度[18]。红树林湿地SOC分布和土壤固碳速率因所处地区的不同而存在空间异质性。例如,中国广西沙井和仙岛公园红树林湿地SOC平均储量分别为92.4 Mg/hm2和181.03 Mg/hm2[19];福建漳江口红树林湿地平均SOC密度为15.22×10−3 Mg/m3[15];海南三亚河红树林湿地SOC储量约为128.8 Mg/hm2[20];广东省雷州半岛红树林湿地土壤碳固存速率(6.05×103 Mg/a)居于广东省(19.72×103 Mg/a)首位,英罗湾红树林湿地SOC储量表现为高潮带>中潮带>低潮带[21-22]。总体上,土壤碳储量由沿海向内陆递增,且林内高于林缘。此外,不同植被类型的红树林湿地SOC储量及固碳速率也存在差异。例如,广东淇澳岛秋茄(Kandelia obovata)群落土壤碳储量和平均固碳速率分别为410 Mg/hm2和4.5 Mg/(hm2·a),无瓣海桑(Sonneratia apetala)群落土壤固碳速率为8.2~16.4 Mg/(hm2·a),碳储量为224~452 Mg/hm2[23]。总体上,红树林的发育可以促进SOC的积累[24],且不同SOC组分的含量因植被类型、凋落物产量、土壤理化性质和气候条件等的差异而有所不同[25-27]。探究不同植被类型红树林湿地SOC及其不同碳组分的变化规律有助于加深对红树林湿地碳循环及主要碳过程的理解。
土壤微生物是红树林生态系统的重要组分之一,具有调节红树植物生长发育、土壤养分循环及污染物降解等作用[27-29]。土壤微生物通过分解土壤有机质来获取供给其自身生长的能量,死亡后的微生物残体成为SOC库的重要组成部分[30]。微生物残体碳是SOC形成的重要前体,土壤稳定有机碳库的一半以上(50%~80%)来源于微生物残体碳,SOC的形成与微生物合成和分解代谢之间的平衡密不可分[30-31]。在湿地环境中,随着SOC含量的增加,受厌氧条件限制,细菌残体碳的积累高于真菌残体碳[27]。然而,由于细菌残体中几丁质(真菌细胞壁的主要成分)和黑色素含量较低,其分解速率高于真菌残体[32]。红树林湿地土壤受到海水周期性浸淹的影响,具有盐度高、还原性强和酸性强的理化特征,因而红树林湿地土壤中的微生物群落具有较强的抗逆能力和较高的生产力[33]。据统计,细菌和真菌的种群数量在红树林生态系统微生物总量中占据绝对优势(>90%),且细菌总量远大于真菌[34]。研究表明[35],当红树林林分发育趋于成熟时,土壤微生物群落的丰富度和多样性随受污染程度的增加而下降,微生物的碳汇能力也随之减弱。因此,红树林土壤微生物与植被生长发育以及生态系统碳循环之间关系紧密、不可分割。

2 红树林湿地主要有机碳过程

红树林湿地主要有机碳过程包括碳输入、碳输出和碳储存,其基本模式分为内部循环和外部循环(图1)[36]。内部碳循环可大致分为植物光合固碳、凋落物分解和SOC矿化,外部碳循环则由潮汐影响下的水陆交互作用所引起[36]
1 Carbon cycling processes in mangrove wetland ecosystems

红树林湿地生态系统碳循环过程

2.1 有机碳输入

滨海湿地SOC的来源主要分为外源碳输入和内源碳输入[36-37]。外源碳输入主要来自潮汐、径流和地下水的运输以及垂直方向上(水–气界面)的碳,并最终以有机碳(如颗粒态有机碳、矿质结合态有机碳等)形式输入,这些有机碳会在土壤中发生沉降和迁移[38-39]。内源碳主要来源于植物的光合固碳以及凋落物分解(图1)。植被碳库是红树林生态系统碳库的重要组成部分,包括活体植被生物量碳和凋落物生物量碳,是碳输入过程中有机碳的重要来源之一。红树植物主要通过光合作用将大气中的CO2转化为有机物(图1),这些有机物最终以植物生物量和沉积物的形式储存,从而增加表层(0~50 cm)土壤的碳储量[40-41]。植被碳储量通常以植物生物量或植被生产力表示,据统计[42],全球红树林生态系统净初级生产力为1.17×108 Mg/a,其有机碳固存量分别占生态系统平均总初级生产力的5%和净初级生产力的9%。湿地植物对环境变化较为敏感,不同的立地条件会造成植株生物量分配的差异[43]。全球红树林地上植被碳储量约为1.52×109 Mg,平均密度可达(115.23±48.89) Mg/hm2,其中亚洲地区居于首位[44]。巴西红树林生态系统有机碳储量约占全球的8.5%~10.0%,其植被碳储量仅次于亚马孙森林[16,45]。目前,已有大量关于红树植物碳储量的研究[46-47],但对于不同地区红树林湿地植物与土壤碳储量的动态变化规律(如月际或年际动态)仍有待进一步探究。
植物光合作用以及土壤养分、盐度和海水水位变化是直接影响红树林植被地上生物量的重要因素,水位升高可通过增加土壤养分含量从而促进植物生长[48]。因此,红树林活体植被生物量与植被类型、植株密度、立地条件、林龄、土层深度、土壤理化性质、水质(温度、pH和盐度)、水位变化等因素有关[49-50]。衰老死亡后的植物残体及凋落物与沉积物结合,在微生物的分解作用下腐殖化或泥炭化形成腐殖质或泥炭(图1),不同物种和林龄的植物群落间凋落物分解速率存在差异[13,51-52]。凋落物生物量主要受植物生产力、植物物种多样性、底栖动物种类、季节、气候及水位变化等影响[46,52]
植物根系是植物与土壤之间进行“碳交换”的枢纽,根系从土壤中获取生长所需的矿质养分和水分,并沉积泥沙、抵抗土壤压实,同时根系通过产生根系分泌物和凋落物向土壤输送有机碳[53-55]。研究表明[47],红树植物根系生物量约占其整体生物量的60%,而温带陆地森林植被的根系生物量仅占20%左右。红树植物根系生物量受土壤养分分布影响一般随土层深度增加而减少,其细根生产力在土壤表层(0~30 cm)随林龄的增加而降低,在幼龄林地随土层深度增加呈现相同趋势[56]。当细根生产力降低时,地上凋落物的固碳能力显著增加[47]。当潮汐水位降低、水体盐度增加时,红树植物地下根系生物量会随之增加[57]。红树植物根系能通过释放氧气和产生根系分泌物而改变土壤氧化还原条件,从而抑制微生物的分解和SOC的矿化,因此红树植物根系被认为是碳埋藏的主要内部输入源,是土壤碳库的重要植物来源[54]
植物会通过根系产生根系分泌物的形式释放碳,并以凋落物的形式沉积碳[58]。微生物死亡分解后还会转化为腐殖质和泥炭[54,59]。与陆地植被相比,红树林湿地因处于特殊的生态环境,使得不同的红树植物具有不同形态结构的地上气生根,如支柱根、指状或膝状呼吸根等,这些根系能捕获海水或沉积物中的颗粒态有机碳(Particulate Organic Carbon, POC),并在微生物的分解作用下形成腐殖质或泥炭[60]。研究表明,在全球范围内红树植物根系总生产力约为(770 ± 202) g/(m2·a),约占红树林净初级生产力的1/3,根系产量的90%最终以有机碳的形式归还于沉积物[61]。红树林湿地深层(20 cm以下)土壤的有机碳主要来源于植物根系碳输入[62]。粗根(直径>2 mm)为多年生且周转缓慢,而细根(直径<2 mm)周转速率高,被认为是土壤中植物根系碳输入的主要来源[63]。研究发现,若红树植物根系生物量降低,生态系统初级生产力、碳动态和养分循环也会随之降低[64]。红树植物的根系扩张和细根周转是导致土壤有机碳过程变化活跃的重要原因[55]。此外,红树林沉积物是铁(Fe)及其氧化物的载体,红树植物根系分泌的氧气与Fe结合形成活性铁氧化物/氢氧化物沉积在根系表面,从而吸附、固着更多的有机碳等有机化合物[65]。然而,与红树植物地上部分相比,关于地下根系生产力、根系对碳埋藏和碳损失的贡献以及根系生长动态的研究仍相对较少[55,61,66]
红树林湿地中的碳一部分供给植物生长,另一部分则以SOC的形式储存于土壤中且含量高于植被与大气[67]。红树林湿地土壤(沉积物)碳库包括两部分,即有机碳库和无机碳库[17,68]。红树林湿地SOC储量与地理位置、植被生物量、植被物种多样性、植物根系生产力、土壤理化性质、微生物生物量碳、向海距离等相关(图2)[15,25-27]。SOC不同组分的含量变化也是影响红树林湿地有机碳固存和周转的重要因素。红树林湿地SOC各组分的含量变化与纬度变化、植被密度、植被立地条件、土壤理化性质、土层深度、外部输入及淹水条件等环境因素显著相关[15,64,69]。土壤微生物的新陈代谢对于SOC的转化和储存具有重要作用,微生物碳库包括微生物活体生物量和微生物残体碳[30-31]。红树林土壤微生物碳库主要受植被类型和林龄、微生物种类和数量、土壤理化性质(如pH、养分和盐度)、水位变化等因素影响[27,34]
2 Influencing factors of soil organic carbon storage in mangrove wetlands

红树林湿地土壤有机碳储存的影响因素

2.2 有机碳输出

红树林湿地有机碳输出包括生态系统呼吸作用(动物、植物、微生物)和有机质(土壤、凋落物)分解矿化引起的CO2和CH4排放,以及随潮汐、径流和地下水向生态系统外部横向输出有机质等过程[42,70]。其中,CO2和CH4是重要的 温室气体,由红树林生态系统内厌氧–好氧(即高潮位–低潮位)状态交替出现时的生物呼吸和分解作用而产生[71-72]。当红树林处于厌氧状态时,沉积物中的游离氧、金属氧化物和硝酸盐等电子受体耗尽时,受产甲烷菌等微生物的影响CH4排放量增加[70]。红树植物根系产生的碳每年约有1.9×107 Mg以CO2形式散失,且近陆区红树林CO2排放量高于近海区,CH4排放量则与之相反[61]。潮间带底栖动物是红树林湿地食物链的捕食者,植物衰老死亡后形成残体凋落物,其中一部分以腐殖质和泥炭的形式存在,另一部分凋落物则被动物啃食,或以呼吸作用损耗,或与SOC一起通过潮汐、径流和地下水输出生态系统并分解散失,底栖动物(如蟹类)种类、摄食方式和摄食偏好等的差异会导致呼吸作用的差异,从而显著影响沉积物CO2排放,且捕食者因呼吸作用产生的CO2浓度高于腐食者[39,50,73]。与陆地生态系统相比,滨海湿地因横向碳输出造成的损失更大[74]。红树林湿地DOC和溶解性无机碳(Dissolved inorganic carbon, DIC)的输出量大约为热带河流的41%和100% [42]
木质素是维管植物细胞壁的重要组成成分,在凋落物分解时降解较慢[75]。研究表明[76],海平面上升造成的滨海湿地侵蚀可能会增加颗粒木质素向沿海水域的输出,从而增加凋落物的输出。此外,土壤无机碳库主要包括MgCO3、CaCO3、HCO3、DIC等,红树林湿地中大部分无机碳以DIC的形式随水体输出系统,其输出量主要受动植物碎屑含量、海底地下水交换、水体质量(如浊度、温度)等因素的影响[77-78]。总体上,红树林湿地的横向碳输出量(包括DOC和DIC)与时空格局、地理位置(近海或内陆)、微生物分解、水体深度、土壤理化性质、植物初级生产力(或凋落速率)、动物迁移等因素相关[42,79-80],垂直碳排放通量(CO2和CH4)与气体产生途径、林龄、立地条件、水位变化、土壤性质(如盐度和氧化还原电位等)、呼吸根密度和季节变化等密切相关[70,79,81-83]。除自然因素外,人为干扰也在一定程度上对红树林湿地造成影响。研究表明[84-85],2000—2016年全球范围内红树林等滨海湿地的面积损失有47%与人类活动(如土地利用变化、植被砍伐、农业和城市扩张等)直接相关。Iram等[86]发现,同一地区农业用地(如农田等)的温室气体(CH4、N2O等)排放量约为湿地的7~200倍。城市发展引起的红树林富营养化增强了SOC的异养再矿化作用,使温室气体排放量增加[87]。因此,探究红树林湿地碳损失的驱动因素时,应将人为因素纳入考虑范围。目前,此类研究大多关注河口水域、潮汐等水体对红树林有机碳输出的影响[70,88],关于红树林生态系统内部的有机碳输出及相关机制尚不明确(图1)。
激发效应(Priming effect)是由根系分泌物和凋落物等外源活性有机碳输入引起的土壤有机质周转的短期强烈变化,是土壤碳输入和碳输出之间重要的相互作用之一[89]。在这个过程中,外源输入的碳可转化为新的SOC,同时显著影响原有SOC的矿化速率[89-90]。量化激发效应通常需添加13C或14C标记的易降解碳源(如葡萄糖)或者外来活性碳源(如植物凋落物、生物炭等)[91-92]。激发效应强度和方向的影响因素包括生物因素(如土壤微生物、植物、动物等)和非生物因素(如土壤年龄、结构、养分、温度、水分等)[91-95]。研究表明[96],激发效应可以使SOC的平均矿化速率增加300%~500%,或降低10%~50%。通过添加植物叶凋落物引起的激发效应远大于添加易降解碳源葡萄糖[94]。此外,激发效应还随外源有机碳输入频率的增加而增加,随土壤年龄的增加而减弱[94]
SOC矿化的激发效应大致分为3类,即正激发、负激发和无显著影响[97-98]。正激发是由于外源有机碳的增加提高了k对策的特定微生物群(可利用土壤中难分解的有机碳)的活性,从而发生协同代谢。这些微生物将外源有机碳作为能量来源产生胞外酶,促使SOC化合物降解[89]。总体上,外源有机碳(如根系分泌物类似物、植物凋落物等)的添加对SOC的分解及酶活性呈正激发效应[98-99]。不同根系分泌物类似物引起的激发效应的大小存在差异,具体表现为氨基酸>单糖>低分子量有机酸>酚类[99]。Zhou等[91]研究发现,添加13C标记的葡萄糖溶液增加了土壤微生物活性并促进了SOC矿化,产生了正激发效应。土壤含水率逐渐降低时,通过激发效应矿化产生的碳损失增多[100]。土壤中也存在r对策的专门分解外源有机质的微生物[96]。负激发则是在某些环境中,当土壤氮充足且外源有机碳可用时,r对策的微生物较为活跃,其生长和代谢主要集中在能量丰富的底物(即外源有机碳)上,导致SOC矿化减少[90,99]。相较于正激发,负激发持续时间较短[101]。然而,外源有机质的供给也存在对SOC矿化无影响的情况,即无显著的激发效应[95,101]。激发效应的大小和方向可能随时间的变化而改变,例如,向土壤中施用13C标记的新鲜生物炭,开始时对SOC矿化无影响,但2~7周后呈现负激发效应[92]。激发效应是影响土壤碳排放通量的可能原因之一,尽管目前已有大量关于激发效应机制和影响因素的研究,例如凋落物碳含量、根系分泌物、微生物种类、养分添加、土壤含水率、地理位置等[96,102],但在有关红树林湿地的研究中,“激发效应”一般仅作为一种解释机制被提及[103],红树植物凋落物或根系分泌物添加引起的激发效应对SOC排放产生影响的机制尚不明确。

3 存在的问题及展望

在气候变化和人为干扰影响下,天然红树林湿地分布面积不断减少,对红树林生态系统碳固存和碳排放造成的负面影响持续增加[84-85]。受此影响,全球红树林湿地碳排放量至本世纪末可达3.392 ×109 Mg[104]。中国现有的26种红树植物有近一半面临灭绝威胁,植被碳储量在过去70多年减少了53.1%[105]。植被修复是恢复红树林湿地生态系统服务功能(如调节气候、污染物截留等)和土壤功能的重要策略[106-107]。已有研究表明[64,106,108],立地条件、物种选择、植株密度、林龄、种植方式等会影响红树林植被的修复以及后期生态系统的固碳效益。目前,如何有效恢复并提升红树林湿地碳汇能力、平衡保护与修复的关系仍有待探讨。
综上,在红树林湿地碳储量和有机碳过程的研究中,未来还可以着力于以下几个方面的研究:①全球变化、外来植物如互花米草(Spartina alterniflora)、鱼藤(Derris trifoliata)等入侵和人为干扰(土地利用变化等)对红树林湿地碳储量和有机碳过程的影响;②深入探究红树林生态系统主要碳库(植被、土壤、微生物)间的转化关系及相关机制;③比较不同植被类型(物种及物种多样性)、不同林龄红树林生态系统固碳能力的变化趋势并总结规律,为提高植被修复效益提供技术支持;④红树林生态系统“开放”且复杂,应关注不同环境因素影响下红树林碳汇恢复的动态变化过程;⑤红树植物凋落物或根系分泌物引起的激发效应对SOC排放影响的机制;⑥对红树林湿地的修复不应只关注植被(生产者)修复,同时应关注生态系统的其他组分(如消费者和分解者)的变化。此外,红树林湿地植被和碳固存能力的恢复过程比较漫长,还应关注植被修复后红树林生态系统的动态恢复过程。
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