海洋及其相关联的盐沼湿地是地球上最大的碳库，在缓解气候变化方面具有不可忽视的作用。当前，国际上广泛关注的海洋碳汇资源主要集中在政府间气候变化专门委员会(IPCC)承认的4种蓝碳生态系统上，即大型海藻场、红树林、海草床和盐沼^[1]。其中，盐沼湿地由于深受气候变化和人类活动影响而备受瞩目。在区域上，盐沼湿地主要指海岸沿线受海洋潮汐周期性或间歇性影响的、被盐沼植物覆盖的咸水或淡咸水淤泥质滩涂^[2]。由于生物量较高，盐沼湿地具有较高的单位面积固碳和埋碳能力，如全球盐沼湿地平均碳埋藏速率达168 g C/(m²·a)^[3]，比陆地森林生态系统高约40倍^[4]。我国滨海湿地面积约占全球滨海湿地总面积的1/4^[5]，在全球碳循环中占有重要地位。其中，盐沼湿地是我国面积最大的滨海湿地类型^[6]，在国家碳汇潜力评估中具有极为重要的地位，是碳循环领域关注的重点。

滨海盐沼湿地的碳循环与收支过程主要包含盐沼植物光合作用、光合生物碳分配、碳沉积埋藏、土壤碳转化与输出4个过程。其中，盐沼植物光合作用即碳的生物固定过程，是指盐沼植物通过光合作用吸收二氧化碳，并将其转换为生物有机碳，形成初级生产力。在此过程中，盐沼植物会根据所处环境和自身的生长繁殖需求，将吸收的生物碳分配到不同的部位。与此同时，光合作用固定的生物碳在植物根系和土壤碳库的分配和转移规律也直接影响着土壤碳库的走向^[7]。随着海平面的持续上升，滨海盐沼湿地不断向陆地推进，使得靠海一侧土壤中的有机碳和无机碳在潮汐的涨落过程中与近海水体进行交换，这种现象构成了一种重要的碳侧向输送方式。海水中大量的硫酸根离子能够有效抑制滨海盐沼湿地中甲烷等含碳气体的生成，从而降低滨海盐沼湿地的碳排放量，同时越来越多的陆相沉积物被海水淹没并埋藏到更深的土层中，在百年到万年的尺度上保持稳定状态，使得这些沉积物中的碳能在土壤中保存数千年而不会被释放回大气中，这也是盐沼湿地的碳封存能力远高于森林或其他陆地生态系统的重要原因^[8]。因此，滨海盐沼湿地的碳汇机制研究越来越受到人们的关注，已成为当前热点研究领域之一。

开展滨海盐沼湿地碳汇潜力评估、修复与恢复工作对增强滨海盐沼湿地碳汇潜力和实现中国碳中和目标具有重要意义。近年来，随着城市化进程加快，对水资源的不合理利用导致滨海盐沼湿地的面积和资源日益减少，其固碳功能和效益也随之逐渐下降^[9]。围垦、滩涂养殖等严重改变了湿地的水盐梯度格局，引起芦苇(Phragmites australis)、碱蓬群落萎缩，导致滨海盐沼湿地的生态稳定性和碳汇功能降低。在“碳达峰、碳中和”目标背景下，科学评估湿地碳汇格局，深入研究滨海盐沼湿地固碳增汇机理，积极开展湿地生态系统保护修复，建立完善的滨海盐沼湿地生态系统监测网络，探索建立盐沼碳汇交易机制等，对于滨海盐沼湿地固碳增汇具有重要意义。系统评估滨海盐沼碳汇资源现状是开展湿地修复与恢复工作的基础。为此，国内外已推出一系列与湿地修复相关的方法体系及工具模块^[10]，为滨海盐沼湿地碳汇的开发提供了科学支撑。然而，目前对典型滨海盐沼湿地碳汇潜力的评估还不够系统，缺少必要的观测数据。针对以上不足，本研究以渤海辽河口区域滨海盐沼湿地为例，基于滨海盐沼湿地资源状况的实地监测数据，对该区域的碳密度进行评估，以期为典型滨海盐沼湿地的修复增汇提供科学依据。

1 材料与方法 1.1 研究区域概况

渤海是我国半封闭型内海，地处北温带，多年平均气温为10.7 ℃，降水量为500600 mm^[11]，海水盐度为30^[12]。渤海拥有盐沼湿地、海草床等多种典型生态系统，主要分布在辽河三角洲、黄河三角洲、海河河口3个区域。为有效维持良好的生态环境，渤海共设有29块滨海湿地保护优先区，总面积达14 400 km²。然而，由于受到人类活动和气候变化的影响，在19902020年盐沼湿地面积流失约92.63%^[13]，这一现象值得关注。辽河口滨海盐沼湿地位于辽宁省盘锦市，是辽宁省最大的滨海湿地。该湿地由辽河、大凌河、小凌河等诸多河流冲积而成，地貌类型以冲积海积平原为主。辽河口滨海盐沼湿地生态保护红线区面积约为520 km²，自然湿地类型包括滩涂、碱蓬湿地、芦苇湿地和浅海水域，湿地植物以芦苇和盐地碱蓬(Suaeda salsa)为主要群落，其植物碳汇能力平均值为1.77 kg/(m²·a)^[14]。由于辽河携带了大量的泥沙和营养元素，辽河三角洲盘锦地区湿地植物的固碳能力与同等条件下温带落叶阔叶林的固碳能力大致相当^[15]。

1.2 方法 1.2.1 研究区遥感调查

选取以辽河入海口为中心的区域作为研究区，面积约2 470 km²。为获取辽河口滨海盐沼湿地生态整体分布情况，首先基于高分辨率遥感影像进行景观解译，识别辽河口滨海盐沼湿地盐地碱蓬群落、芦苇群落及光滩分布区域并形成研究底图; 所用影像为中国科学院计算机网络信息中心地理空间数据云平台提供的Landsat 5 TM和Landsat 8 OLI影像。然后基于遥感解译确定的研究底图，在辽河口西岸沿河口向海岸线方向设置调查样带，于2022年植物成熟期(1011月)对不同植被群落开展植物-土壤生态特征调查研究，同时利用无人机进行低空航拍，获取研究区的高程地形数据及群落景观影像。辽河口滨海盐沼湿地研究区位置及站位见图 1，样方信息见表 1。

1.2.2 样品采集及实验分析

现场共调查植物群落样方27个，涵盖盐地碱蓬样方15个、芦苇样方10个、其他样方2个。植被群落调查样方规格为1 m×1 m，分析内容包括植被类型、植被密度、植物株高、植物盖度，采用收割法采集样方内植被地上部分并带回实验室分析，于85 ℃烘箱烘干至恒重，测定干重、碳含量，以各样方内植被地上生物量平均值作为本站位植被地上生物量。

在调查植物样方的同时，采集土壤沉积物样品，并使用水分测定仪(型号：PR-3001-TRREC-N01, 济南科宇电子信息技术有限公司)多点分层测定每个样方土壤的温度、湿度。采用土钻法在0-30 cm和＞30-100 cm分层采集土壤样品，采样时缓慢打入土柱采样器，以确保垂向无明显压缩。采集的土壤样品装入自封袋并编号带回实验室进一步分析，分析指标包括容重、有机碳等。土壤样品经烘干、研磨、酸处理后待用。土壤沉积物有机碳的测定根据《海洋监测规范第5部分：沉积物分析》(GB 17378.52007)的规定执行。对于土壤沉积物容重，首先称量采集后固定体积的样品湿重，然后将样品放入烘箱，60 ℃烘干至恒重，称量干重，最后用土壤沉积物干重除以沉积物原始体积来确定。

1.2.3 土壤碳密度估算

① 取样柱样品碳密度

$ \rho_{\mathrm{s}}=V M_{\mathrm{s}} \times \varphi_{\mathrm{s}}=m_{\mathrm{s}} / V \times \varphi_{\mathrm{s}}, $

(1)

$ \omega_{\mathrm{s} i}=\sum\limits_{j=1}^a \rho_{\mathrm{s} i j} \times h_{\mathrm{s} i j}, $

(2)

式中，ρ_s为研究分区中取样柱内单位体积土壤对应的碳含量(g/cm³)，VM_s为土壤容重(g/cm³)，φ_s为土壤中有机碳百分含量，m_s为土壤干重(g)，V为原始体积(cm³)，ω_si为某取样柱的土壤碳密度(g/cm²)，ρ_sij为取样柱某层的碳含量(g/cm³)，h_sij为取样柱各层的取样间隔(cm), a为取样柱土壤层数。

② 土壤碳含量

$ \bar{M}_{\mathrm{sd}}=\bar{\omega}_{\mathrm{sd}} \times S_{\mathrm{d}}=\frac{\sum\limits_{i=1}^n \omega_{\mathrm{sd} i}}{n} \times S_{\mathrm{d}}, $

(3)

$ \bar{M}_{\mathrm{s}}=\sum\limits_{\mathrm{d} i=1}^n \bar{M}_{\mathrm{sd} i}, $

(4)

$ M_{\mathrm{s}}=\bar{M}_{\mathrm{s}} \pm \tau, $

(5)

式中，M_sd为研究分区内土壤样品的平均碳含量(g)，ω_sd为研究分区内土壤样品的平均碳密度(g/cm²)，S_d为研究分区面积(cm²)，ω_sdi为研究分区内第i个取样柱样品的土壤碳密度(g/cm²)，n为研究分区内取样柱样品的总数量，M_s为土壤平均碳含量(g)，M_sdi为研究分区内第i个取样柱样品的平均碳含量(g)，M_s为土壤碳含量(g)，τ为土壤碳含量标准差(g)。

③ 土壤碳含量的标准差

$ \begin{aligned} & \;\;\;\;\;\quad \sigma_{\mathrm{d}}= \\ & \sqrt{\frac{\left(\omega_{\mathrm{s} 1}-\bar{\omega}_{\mathrm{sd}}\right)^2+\left(\omega_{\mathrm{s} 2}-\bar{\omega}_{\mathrm{sd}}\right)^2+\cdots+\left(\omega_{\mathrm{s} n}-\bar{\omega}_{\mathrm{sd}}\right)^2}{t-1}}, \end{aligned} $

(6)

$ \tau=\sqrt{\sum\limits_{\mathrm{d} i=1}^t \sigma_{\mathrm{d} i}^2 \times d_{\mathrm{d} i}}, $

(7)

式中，σ_d为研究分区内取样柱样品之间的碳密度标准差(g/cm²); ω_s1为研究分区内#1取样柱的土壤碳密度(g/cm²)，ω_s2为研究分区内#2取样柱的土壤碳密度(g/cm²)，以此类推; t为研究分区内站位数；σ_di为i区域的土壤碳密度标准差(g/cm²); d_di为i区域面积(cm²)。

④ 土壤平均碳密度

$ \bar{\omega}_{\mathrm{s}}=\frac{\bar{M}_{\mathrm{s}}}{S} $

(8)

式中，ω_s为土壤平均碳密度(g/cm²)，S为研究区域总面积(cm²)。

1.2.4 滨海盐沼植物生物量碳密度估算

① 滨海盐沼植物地上生物量碳密度

$ V D_{\mathrm{a}}=\frac{\sum\limits_{i=1}^t \overline{V D}_{\mathrm{a} i}}{t}, $

(9)

$ \overline{V D}_{\mathrm{a}}=\frac{\sum\limits_{i=1}^x V A_i \times V C_{\mathrm{a} i}}{x}, $

(10)

式中，VD_a为研究分区滨海盐沼植物地上生物量碳密度(g/cm²)，VD_ai为研究分区第i个站位地上生物量平均碳密度(g/cm²)，VD_a为研究站位植物地上生物量平均碳密度(g/cm²)，VA_i为研究站位第i个样方单位面积植物地上生物量(g/cm²)，VC_ai为研究站位第i个样方植物地上活体有机碳含量(%)，x为研究站位内样方数。

② 滨海盐沼植物地下生物量碳密度

$ V D_{\mathrm{b}}=\frac{\sum\limits_{i=1}^t \overline{V D}_{\mathrm{b} i}}{t} $

(11)

$ \overline{V D}_{\mathrm{b}}=\frac{\sum\limits_{i=1}^x V B_i \times V C_{\mathrm{b} i}}{x}, $

(12)

式中，VD_b为研究分区滨海盐沼植物地下生物量碳密度(g/cm²)，VD_bi为研究分区第i个站位地下生物量平均碳密度(g/cm²)，VD_b为研究站位植物地下生物量平均碳密度(g/cm²)，VB_i为研究站位第i个样方单位面积植物地下生物量(g/cm²)，VC_bi为研究站位第i个样方植物地下活体有机碳含量(%)。

③ 滨海盐沼植物生物量碳密度

$ V D=V D_{\mathrm{a}}+V D_{\mathrm{b}}, $

(13)

式中，VD为研究分区滨海盐沼植物生物量碳密度(g/cm²)。

2 结果与分析

辽河口滨海盐沼湿地研究区实际调查数据结果见表 2。基于表 2计算可得，2022年秋季，辽河口盐地碱蓬区域平均碳密度为114.83 t/ha，芦苇区域平均碳密度为77.06 t/ha，光滩区域平均碳密度为166.46 t/ha；其中盐地碱蓬区域土壤平均碳密度、植物生物量平均碳密度分别为112.40、2.43 t/ha，芦苇区域土壤平均碳密度、植物生物量平均碳密度分别为72.60、4.46 t/ha，光滩区域土壤平均碳密度为166.46 t/ha(表 3)。在辽河口滨海盐沼湿地，区域平均碳密度大小依次为光滩区域＞盐地碱蓬区域＞芦苇区域，与土壤平均碳密度大小排序相同，这可能是由于光滩区域具有高盐度、相对裸露、少受植被干扰的特性。土壤碳密度是辽河口滨海盐沼湿地碳密度的主要贡献者，占比超过90%。植物生物量平均碳密度大小为芦苇＞盐地碱蓬，其中，植物地上生物量平均碳密度大小为芦苇＞盐地碱蓬，植物地下生物量平均碳密度大小为盐地碱蓬＞芦苇(表 3)。芦苇地上生物量平均碳密度约为盐地碱蓬的3倍，这主要是由于芦苇植株高大、生物量丰富。盐地碱蓬地下生物量平均碳密度约为芦苇地下生物量平均碳密度的4倍，地下生物量碳密度与地上生物量碳密度大小截然不同，原因可能是盐地碱蓬有更为发达的根系系统，可积累更多的地下碳储量。由此可见，辽河口滨海盐沼湿地的碳密度分布是一个多维度的复杂系统，其中土壤碳密度占据绝对主导地位，而植物生物量碳密度则因植被类型不同而有所差异。芦苇与盐地碱蓬作为该区域的主要植被类型，凭借各自独特的植株特性，在湿地碳循环中发挥着不同作用。

3 讨论 3.1 辽河口滨海盐沼湿地不同地物类型区域的碳密度对比

张广帅等^[14]2020年11月对辽河口养殖圩堤附近滩涂和退养还湿后盐沼湿地碳库的研究结果显示，盐地碱蓬群落土壤固碳能力最强，其次为光滩，芦苇群落最低。本研究中芦苇群落土壤固碳能力低于二者，与张广帅等^[14]的研究结果一致；而光滩区域平均碳密度大于盐地碱蓬区域，与该文献研究结果不同。这种不一致性可能源于多方面因素的综合作用，其中，本研究的样本采集数量不均衡是较为关键的原因。本研究采样站点数量分布为盐地碱蓬区域(15个站点)＞芦苇区域(10个站点)≫光滩区域(2个站点)，样本量分布不均衡可能导致统计结果出现偏差，特别是当特定区域的土壤特性、植被覆盖度或微环境条件存在显著差异时，少量代表性不强的样本可能会显著影响整体碳密度的估算，后续研究将更加注重样本采集的均衡性和代表性，鉴别排除异常数据。本研究中盐地碱蓬地上生物量碳密度最大值为3.06 t/ha，最小值为0.14 t/ha，其中最小值与张广帅等^[14]研究中报道的0.17 t/ha较为接近。

3.2 辽河口滨海盐沼湿地不同植被类型区域的碳密度差异

不同盐沼湿地植被类型是影响土壤有机碳储量分布的重要因素，而光滩区域土壤有机碳储量分布主要受潮汐与沉积作用的影响。辽河口滨海盐沼湿地植被群落分布格局受到地形高程的显著影响，随着河口湿地高程降低，依次分布有芦苇群落、高密度碱蓬群落、中密度碱蓬群落、低密度碱蓬群落、光滩。研究区内芦苇群落分布的高程范围是1.05.0 m，平均高程为2.87 m；高密度碱蓬群落分布的高程范围是1.03.0 m，平均高程为2.02 m；中密度碱蓬群落分布的高程范围是1.02.0 m，平均高程为1.21 m；低密度碱蓬群落分布的高程范围是0.51.0 m, 平均高程为0.68 m；光滩的高程范围是00.7 m，平均高程为0.43 m。土壤沉积物碳密度大小依次为光滩区域＞碱蓬区域＞芦苇区域，与植物群落高程分布趋势相反。

根据本研究实际调查情况，研究区盐地碱蓬群落平均密度为285株/m²，平均株高为25.4 cm，平均盖度为47%；芦苇群落平均密度为38株/m²，平均株高为147.6 cm，平均盖度为62%。盐地碱蓬群落的平均密度明显高于芦苇群落，但芦苇凭借其较高的株高和较大的盖度在三维空间上占据更广阔的生态位，从而可能更有效地捕获和利用光能进行光合作用，进而积累更多的生物碳，因此芦苇群落的植物地上生物量平均碳密度显著高于盐地碱蓬。

3.3 与其他滨海盐沼湿地的碳密度比较

与全国盐沼湿地碳密度及其他地区盐沼湿地碳密度进行比较，发现本研究中区域土壤碳密度较全国盐沼湿地^[16]和江苏盐城滨海盐沼湿地^[17]土壤碳密度略低，但高于杭州湾北岸鹦鹉洲盐沼恢复湿地^[18]；植物生物量碳密度较全国平均水平偏低，但盐地碱蓬地上生物量碳密度较莱州湾滨海湿地的大^[19]。根据莱州湾滨海湿地植被碳储量研究结果，莱州湾滨海湿地分布有柽柳(Tamarix chinensis)、盐地碱蓬及混生群落，植被生物量为949.0 g/m²，植被碳密度为3.9 t/ha，该区域碱蓬群落碳密度约为0.4 t/ha^[19]。江苏盐城滨海盐沼湿地0100 cm深度沉积物有机碳密度为23.07 kg/m³(按1 m深度计算，约230.7 t/ha)，不同盐沼群落沉积物有机碳密度排序为芦苇＞互花米草(Spartina alterniflora)＞盐地碱蓬^[17]。杭州湾北岸鹦鹉洲盐沼恢复湿地土壤碳密度为71.70 t/ha，植被碳密度为11.79 t/ha^[18]。崇明东滩盐沼湿地土壤碳储空间分布特征表现为高潮滩芦苇带＞中潮滩互花米草带＞低潮滩海三棱藨草(×Bolboschoenoplectus mariqueter)带＞光滩^[20]，与本研究中不同植被群落土壤碳密度随高程变化趋势相反。这些差异很大程度上是受区域位置和潮汐等的影响，不同地区的土壤类型和质地存在显著区别，直接影响土壤对有机碳的储存能力。

3.4 不同排放情景下的盐沼碳排放

IPCC第五次评估报告构建的气候情景框架包含4种典型浓度路径(Representative Concentration Pathways，RCPs)，按2100年辐射强迫增量由高到低排序分别为RCP8.5、RCP6.0、RCP4.5、RCP2.6，分别代表在相应排放路径下，至2100年温室气体浓度所导致的辐射强迫相对于工业化前水平的增量达到约8.5、6.0、4.5、2.6 W/m²的情景。在RCP8.5情景下，化石能源消费强度大且没有任何减排措施，21世纪末全球平均气温会比工业革命前上升5 ℃，全球海平面相比19862005年平均上升约0.84 m (上升范围为0.611.10 m)；在RCP2.6情景下，通过采取有效方式应对气候变化，温室气体排放可显著下降，到21世纪末，全球表面平均温度相较19862005年将上升0.31.7 ℃，全球海平面相比19862005年平均上升约0.43 m (上升范围为0.290.59 m)^[21]。在气候变暖的不同情景下，全球海平面将呈现上升趋势。结合RCP8.5和RCP2.6情景，对本研究辽河口研究区域滨海盐沼碳损失进行粗略估算分析，其中高、中和低密度碱蓬群落分别按占比30%、40%和30%估算。光滩是一种较为特殊的滨海盐沼类型，当光滩被淹没时，土壤和植被中的碳元素可能会溶解进入海水中。虽然这并不意味着碳完全从生态系统中流失，但其存在形式和储存位置发生了变化，从而成为海洋碳循环的一部分。此外，沉积物的覆盖与压实等物理过程也可能影响光滩在淹没状态下的碳储存和释放行为。这些过程都可能减缓有机质的分解速率，从而减少碳排放，因此光滩被淹对碳储量的影响是复杂且多变的，取决于多种因素的综合作用。在此仅对光滩产生碳损失作讨论。

估算结果表明，RCP8.5情景下，本研究涉及的辽河口滨海盐沼湿地研究区各地物类型均将受到严重影响，光滩和低密度碱蓬区域几乎全被淹没，中、高密度碱蓬及芦苇区域将受到不同程度的淹没影响，总的碳损失速率约为217 t/ha，与目前相比，碳密度损失比例将超60%；在RCP2.6情景下光滩区域绝大部分将被淹没，低密度碱蓬区域也有相当一部分面积将受到影响，估算总碳损失速率约为173 t/ha，与目前相比，碳密度损失比例将接近50%(表 4)。可见，不论何种排放情景，海平面上升都将导致滨海盐沼湿地碳储量显著降低，这更凸显了开展海洋生态环境保护修复的重要性与必要性。

4 结论

辽河口滨海盐沼湿地碳密度研究结果表明，不同植物群落的生物量碳密度呈现较大差异。光滩区域、盐地碱蓬区域和芦苇区域的平均碳密度分别为166.46、114.83和77.06 t/ha，呈现出光滩区域＞碱蓬区域＞芦苇区域的趋势。该分布特征与盐沼植物群落的高程分布趋势相反。尽管芦苇群落在株高和盖度上均显著高于盐地碱蓬群落，但芦苇区域平均碳密度却低于光滩和盐地碱蓬区域，这可能与植物碳分配格局及土壤理化性质差异有关。与其他滨海盐沼湿地对比研究表明，本研究的区域土壤碳密度处于国内中等水平，但植被碳密度则处于全国偏低水平。基于RCP8.5和RCP2.6两种情景的模拟研究表明，海平面上升将对该区域滨海盐沼湿地的碳密度产生显著影响，预计碳密度将减少约50%甚至更高。因此，海洋生态环境保护与修复工作已刻不容缓，需要采取积极措施应对气候变化对滨海湿地生态系统的影响。