海南黎安港海草床碳儲量評估

楊 熙, 余 威, 何 靜, 黃 盛

海南黎安港海草床碳儲量評估

楊 熙1, 2, 3, 余 威1, 2, 3, 何 靜1, 2, 3, 黃 盛1, 2, 3

(1. 國家海洋局 南海環境監測中心, 廣東 廣州 510300; 2. 自然資源部 海洋環境探測技術與應用重點實驗室, 廣東 廣州 510300; 3. 海南南沙珊瑚礁生態系統國家野外科學觀測研究站, 廣東 廣州 510300)

本研究對海南黎安港海草床碳儲量進行了評估, 并對我國南海區近岸現存海草床總碳儲量進行了估算。結果顯示, 黎安港海草床中海草植物碳儲量、100 cm深度沉積物碳儲量和總碳儲量分別為(179.75±102.28) Mg C、(7795.86±2923.75)Mg C和(7975.61±2907.15) Mg C; 南海區近岸現存海草床總儲碳量約為357 008.86 Mg C。研究發現, 黎安港沉積物有機碳含量平均值為0.56%±0.25%, 海草植物儲碳密度為(1.60±0.91)Mg C·ha–1, 100 cm深度沉積物儲碳密度為(69.61±26.11)Mg C·ha–1, 均明顯低于全球平均值(分別為2.50%、2.52 Mg C·ha–1和139.70 Mg C·ha–1)。黎安港有些裸灘區域沉積物有機碳含量和儲碳密度要高于相鄰的海草生長區, 鑒于海草生長區與其周邊一些裸灘區域存在有機碳的交換轉移, 建議將海草生長區周邊的一些裸灘區沉積物碳儲量也納入海草床總碳儲量。

海草床; 碳儲量; 裸灘; 黎安港; 南海

海草床具有重要的生態功能, 其能凈化水體、穩定底質、維持高的海洋生物多樣性, 是海洋動物覓食、繁殖和生長的重要海底棲息地。海草床生態系統是海岸帶“藍碳”的重要組成部分, 具有較強的儲碳能力, 研究顯示, 全球海草生長區占海洋總面積不到0.2%, 但每年海草床生態系統封存的碳占全球海洋碳封存總量的10%～15%[1]。近年來隨著“藍碳”的關注度越來越高, 海岸帶“藍碳”逐漸受到重視。

雖然國內外已開展了一些海草床生態系統碳儲量調查評估研究[2-6], 由于涉及的種類和區域非常有限, 目前世界上的大多數海草種類及海草床區域的儲碳量的相關調查數據依然十分匱乏[7], 一些評估研究中由于缺乏區域海草種類、以及區域環境狀況、沉積物特征等詳細信息, 其評估結果的準確性存疑[6]。現有研究中對區域海草床碳儲量的估算大部分都是基于地中海大洋波喜蕩草植物體和沉積物的有機碳含量進行[8-9]。然而大洋波喜蕩草植物體和沉積物的儲碳密度遠高于其他海草種類[10-12], 這樣會導致評估結果遠高于實際值。我國有著較大面積的海草床分布, 但由于海草床生態系統儲碳方面研究不足, 相關調查數據極為缺乏, 在全球海草床生態系統碳儲量的估算中我國海草床碳儲量相關情況經常缺失, 如Fourqurean等[1]對全球946個不同的海草床區域的統計中未包含我國的海草床區域。因此, 亟需加強我國海草床分布區碳儲量調查研究工作。

海南黎安港是我國熱帶一個近封閉的潟湖生態系統, 里面分布有較大面積的海草, 主要種類為海菖蒲(), 此外還有較小面積的泰來草()和圓葉絲粉草()等種類分布。本研究通過對黎安港海草床生態系統碳儲量進行調查評估, 包括海草(包括地上部分和地下部分)碳儲量、附生生物碳儲量和沉積物碳儲量。此外, 還利用國內外已有的一些海草床碳儲量調查結果, 結合南海區海草種類和面積分布情況, 對我國南海區海草床生態系統總碳儲量進行估算, 以填補我國目前海草床碳儲量研究的不足, 為我國海岸帶“藍碳”管理提供數據支撐。

1 材料和方法

1.1 站位和樣方布設

黎安港區域海草床總面積約為112 ha, 主要由3個大斑塊組成(圖1), 其中西北部斑塊面積約為25 ha, 正南部斑塊面積約為24 ha, 東南部斑塊面積約為63 ha。調查站位依據該區域海草床分布狀況共布設22個調查站位, 其中4個站位(A1′、A4′、B1′和B4′)為裸灘對照站位(圖1)。在每個海草調查站位設置1條平行于岸線方向的50 m長樣帶, 寬度為3 m左右, 在樣帶中隨機布設3個0.5 m×0.5 m的樣方, 用于海草生物量和附生生物量測算的樣品采集。本次調查于2021年8月在海南陵水黎安港進行。

圖1 黎安港海草床調查站位分布示意圖

1.2 樣品的采集和分析

樣方調查中, 采集樣方內的所有海草植株, 沖洗去除海草根系上的沉積物后裝入做好標記的樣品袋, 在室內使用剪子或刀片將海草植株分離為地上生物量(葉片和葉鞘)、地下生物量(根狀莖和根)兩部分, 使用刀片刮取葉片表面的附生生物; 將地上生物量和地下生物量兩部分分別裝入樣品袋, 將附生生物裝入稱重好的離心管。利用單人手持式土壤取樣鉆機(SD-1, Australia)在每個站位采集一個深度為1 m的沉積物柱樣。對于采集的每個沉積物柱狀樣, 現場進行分割裝袋, 其中0～50 cm深度的沉積物, 以10 cm為間距分層, 50～100 cm深度的沉積物分為一層, 共計6個樣品。所有樣品均于–20 ℃條件下保存, 并帶至實驗室進行分析處理。

海草生物量樣品于真空冷凍干燥器中干燥至恒重, 記錄干重, 然后用碾磨機將干燥后的樣品粉碎, 過100目標準篩, 置于小型密封袋中密封, 放入干燥器中待測。將沉積物樣品置于干燥箱60 ℃中烘干至恒重, 記錄干重, 用陶瓷質研缽將干燥后的樣品粉碎, 過100目標準篩, 置于密封袋中, 放入干燥器中待測。海草植物總有機碳含量分析采用非色散紅外吸收法; 沉積物有機碳含量分析采用重鉻酸鉀氧化-還原容量法。

1.3 數據處理方法

黎安港海草床生態系統碳儲量計算時包括植物碳儲量(包括地上部分生物量、地下部分生物量和附生生物的碳儲量)和沉積物碳儲量兩部分。利用SPSS 13.0統計軟件對調查數據進行分析處理。碳儲量相關計算方法如下:

(1) 植物碳儲量

植物碳儲量計算公式如下:

Cstock=Ca+Cb+Ce, (1)

式中,Cstock為植物碳儲量,Ca為地上部分生物量碳儲量,Cb為地下部分生物量碳儲量,Ce為附生生物的碳儲量, 單位均為兆克碳(Mg C)。

地上部分、地下部分和附生生物的碳儲量計算公式如下:

(2) 沉積物碳儲量

沉積物碳儲量計算公式如下:

其中,

(3) 總碳儲量

海草床生態系統總碳儲量計算公式如下:

2 結果

2.1 黎安港海草植物生物量和有機碳含量

黎安港區域發現有海菖蒲、泰來草和圓葉絲粉草三種海草, 海菖蒲占絕對優勢。所有調查站位中除C2站位未發現海草, 其他站位均有海草出現, 其中海菖蒲在除C2站位之外的其他站位均有發現, 圓葉絲粉草僅在A4站位有發現、泰來草僅在A5站位有發現。由表1可見, 黎安港區域海草地下生物量明顯高于地上生物量, 海草附生生物量較低。有機碳含量方面, 該區域海草地下部分有機碳含量為32.49%± 1.37%, 明顯高于地上部分(24.43%±2.56%), 附生生物有機碳含量僅為7.27%±2.18%。

表1 黎安港海草植物生物量和有機碳含量

對比各調查站位海草地上部分有機碳含量(圖2)、地下部分有機碳含量(圖3)和附生生物有機碳含量(圖4)。各站位間海草地上部分有機碳含量存在一定差異, 位于潟湖開口處的幾個站位(B5、B6和C3)的海草地上部分有機碳含量明顯要低于潟湖內部的其他站位; 各站位間海草地下部分有機碳含量差異不明顯; 各站位間附生生物有機碳含量差異較大, 但無明顯規律。

圖2 各調查站位海草地上部分有機碳含量

圖3 各調查站位海草地下部分有機碳含量

2.2 黎安港沉積物容重和有機碳含量

黎安港區域各調查站位沉積物容重變化范圍為1.18 g·cm–3～1.52 g·cm–3, 總平均值為(1.27±0.18) g·cm–3; 各調查站位沉積物有機碳含量變化范圍為0.21%～ 1.17%, 總平均值為0.56%±0.25%。各調查站位間沉積物容重差異不明顯(圖5a), 而各調查站位間沉積物有機碳含量存在較大差異, 其中A1、B1′和B4′站位的沉積物有機碳含量明顯高于其他站位。C1～C6站位沉積物有機碳含量分布規律顯示, 該區域海草床分布區域內由近岸至遠岸沉積物有機碳含量呈現增加的趨勢(圖5b)。不同土層沉積物密度和有機碳含量情況見表2, 沉積物密度呈現出由淺至深遞增的趨勢; 而沉積物有機碳含量在各土層間差異不明顯, 其中最高值出現在0～10 cm和30～40 cm土層。

圖4 各調查站位海草附生生物有機碳含量

沉積物有機碳含量垂直分布情況見圖6, 結果顯示, 大多數站位的沉積物有機碳含量在垂直分布上差異較小, 有些呈現波動狀態, 其中呈現相似規律的有A1、A3、B1、C3和C4站位, 沉積物有機碳含量由表至底呈現先升高后降低的趨勢, 其中最大值基本出現在20～30 cm土層。C5、C6站位沉積物有機碳含量由表至底呈現出先降低后升高的趨勢, 最低值出現在20～30 cm土層, 最高值出現在表層和30 cm以下土層。裸灘對照站位沉積物有機碳含量垂直分布上, A1′站位呈波動狀態, 總體差異不大; A4′站位各土層之間差異不明顯; B1′站位呈現先上升后下降的趨勢, 最高值出現在30～40 cm土層; B4′站位各土層之間差異不明顯。海草生長站位與裸灘站位對比可見, A4′斷面處的裸灘沉積物有機碳含量明顯低于海草生長區, B1′斷面和B4′斷面處裸灘沉積物有機碳含量卻明顯高于于海草生長區。

圖5 各調查站位沉積物密度(a)和有機碳含量(b)

表2 黎安港不同層次沉積物密度和有機碳含量

圖6 各調查站位沉積物有機碳含量的垂直分布圖

2.3 黎安港儲碳密度和碳儲量估算

根據海草植物生物量和有機碳含量, 以及柱狀沉積物容重和有機碳含量, 計算得出了區域海草植物儲碳密度、100 cm深度沉積物儲碳密度和總儲碳密度, 結果見表3。區域總儲碳密度為(71.21± 25.96)Mg C·ha–1, 其中100 cm深度沉積物儲碳密度占絕大部分, 為(69.61±26.11)Mg C·ha–1, 占比97.75%。海草植物儲碳密度為(1.60±0.91)Mg C·ha–1, 在總儲碳密度中占比2.25%, 其中海草地下部分儲碳密度最高, 為(1.27±0.78)Mg C·ha–1, 其次為海草地上部分, 為(0.33±0.21)Mg C·ha–1, 而海草附生生物儲碳密度很低。通過將各站位100 cm深度沉積物儲碳密度情況進行對比(其中包括裸灘區和海草生長區的對比)(圖7), 結果顯示, 鄰近潟湖開口處的站位(如B4—B6、C1—C3等站位)儲碳密度要低于潟湖靠內部區域的站位(如A1—A6、C4—C6等站位)。海草生長區域站位與臨近的裸灘站位對比顯示, 黎安港西部區裸灘(A1′和A4′)儲碳密度明顯低于海草生長區(A1—A6), 而在黎安港開口處的裸灘(B1′和B4′)儲碳密度明顯高于相鄰的海草生長區(B1—B6)。

表3 黎安港海草床儲碳密度和碳儲量

圖7 各調查站位100 cm深度沉積物儲碳密度

根據儲碳密度計算結果, 結合黎安港區域海草床面積情況, 可估算出該區域的碳儲量情況(表3)。結果顯示, 黎安港海草床分布區總碳儲量為(7975.61± 2907.15) Mg C, 其中100 cm深度沉積物碳儲量為(7795.86±2923.75)Mg C, 占比97.75%, 海草植物(包括海草地上部分、地下部分和附生生物)碳儲量為(179.75±102.28) Mg C, 占比2.25%。

3 討論

黎安港海草床沉積物有機碳含量區域總平均值為0.56%±0.25%, 遠低于全球海草床沉積物有機碳含量平均值(2.50%)[1]。在沉積物有機碳的垂直分布上, 以往研究表明, 沉積物有機碳含量一般表現為表層含量最高[14], 而本研究中大多數站位的沉積物有機碳含量在垂直分布上無明顯差異, 且有些站位沉積物有機碳含量最大值出現在20～ 30 cm土層。海草床沉積物有機碳含量存在很大區域差異, 如Kennedy等[15]對全球包含20個海草種類的219個海草床區域沉積物有機碳含量進行分析, 結果顯示這些區域沉積物有機碳含量的變化范圍在0.1%～11.0%之間。海草床沉積物有機碳含量與多種因素有關, 其中水動力情況和底質類型是影響沉積物有機碳含量的重要因素[16], 黎安港雖然是較封閉性潟湖, 但也受較強的潮汐作用影響, 由于黎安港底質類型為粗砂, 混有大量珊瑚和貝殼碎屑, 在潮汐等水流的沖刷作用下很容易造成沉積物有機碳的流失, 而表層沉積物有機碳的流失則會更加明顯, 這造成了黎安港海草床沉積物有機碳含量總體偏低, 以及一些站位沉積物有機碳含量表現出表層低, 高值出現在20～30 cm土層的現象。沉積物有機碳含量決定著沉積物碳密度的高低, 黎安港海草床100 cm深度沉積物儲碳密度變化范圍為28.94～137.07 Mg C·ha–1, 區域平均值為69.61 Mg C·ha–1, 遠低于全球平均值(約為139.70 Mg C·ha–1)[1]。Miyajima 等[17]對東亞、東南亞區域海草床沉積物儲碳密度進行了調查, 發現我國海草床沉積物儲碳密度的變化范圍為38～120 Mg C·ha–1, 這與本研究結果較為一致。Lavery等[6]對澳大利亞海草床沉積物儲碳密度的調查結果也遠低于全球平均值。出現上述情況主要是由于全球統計結果中大部分為大洋波喜蕩草海草床的調查結果, 而研究顯示, 大洋波喜蕩草含有抑制細菌生長物質, 其凋落物的腐敗過程非常緩慢, 可達2000多年以上[18-19], 國外一些大洋波喜蕩草海草床區域由于其凋落物的長期堆積而形成了幾米甚至十幾米沉積物有機碎屑層, 沉積物有機碳含量很高, 100 cm深度沉積物儲碳密度高達(372.40±74.50)Mg C·ha–1, 遠高于其他種類海草床[1], 這也在一定程度上導致全球海草床沉積物儲碳密度被高估。不同種類海草床其沉積物儲碳密度存在差異, 如Lavery等[6]發現澳大利亞沿岸8種海草沉積物碳儲密度存在顯著差異, 其分析認為不同海草的細胞壁和其它保護性物質的生化組成不同, 以及不同海草的形態對懸浮顆粒物的捕獲能力不同造成了這種差異。即使同種類海草床, 在不同地區其沉積物儲碳密度也會存在很大差異, 如澳大利亞的Tanzania區域和肯尼亞的Gazi Bay都生長有泰來草和海菖蒲, Tanzania區域泰來草和海菖蒲生長區100 cm深度沉積物儲碳密度分別約為34.09和47.73 Mg C·ha–1, 而Gazi Bay泰來草和海菖蒲生長區100 cm深度沉積物儲碳密度分別約為205和293.75 Mg C·ha–1[4-5], 顯著高于Tanzania區域。

海草植物體儲碳密度方面, 全球有70多種海草[20], 不同種類海草由于形態大小、植物組織中有機碳含量存在顯著差異, 它們在碳捕獲和碳儲存方面存在很大差異[21]。研究顯示, 小型海草如貝克喜鹽草, 其植物體儲碳密度約為0.14 Mg C·ha–1, 卵葉喜鹽草約為0.28 Mg C·ha–1[2]; 中型海草如泰來草, 其植物體儲碳密度約為0.60 Mg C·ha–1[2]; 而大型海草如大洋波喜蕩草(), 其植物體儲碳密度約為7.92 Mg C·ha–1[1]。黎安港海菖蒲屬于大型海草, 本研究中黎安港區域海草植物儲碳密度為1.60 Mg C·ha–1雖高于一些小型海草, 但明顯低于大洋波喜蕩草, 這是因為大洋波喜蕩草具有其他海草所不具備的一些特征, 其主要分布于地中海沿岸區域, 生長密度非常大, 其葉片長度能超過1m, 根部能深入地下1 m多深并能長期存在, 這些特性使其植物體儲碳密度要明顯高于其他海草種類[22]。由于全球統計結果中有大部分源自地中海大洋波喜蕩草海草床的調查結果, 因此, 本研究中黎安港海草植物儲碳密度也低于全球海草植物體儲碳密度平均值(約為2.52 Mg C·ha–1)[1]。

關于海草生長區與裸灘區沉積物儲碳密度的差異, 以往研究顯示, 由于海草具有較強的碳捕獲和碳封存能力, 一般海草生長區沉積物儲碳密度要明顯高于相鄰的裸灘區, 如Githaiga等[5]對肯尼亞的Gazi Bay海草床儲碳情況調查中發現所有海草生長區站位沉積物儲碳密度都顯著高于裸灘對照站位, 且高出4～6倍。Gullstr?m等[4]在印度洋西部熱帶海草床區域碳儲量的調查中也發現海草生長區沉積物有機碳含量和儲碳密度都明顯高于裸灘區域。美國弗吉尼亞州一項海草床修復項目顯示, 該區域海草床修復9年后, 海草生長區內的0～20 cm層的沉積物儲碳密度是裸灘對照區的3倍[23]。本研究中在黎安港靠內部的裸灘沉積物儲碳密度明顯低于海草生長區, 這與以往研究結果較為一致。而本研究還發現在黎安港開口處的裸灘沉積物儲碳密度卻要顯著高于海草生長區。開口處海草生長區沉積物儲碳密度較低可能與潮汐等水流因素影響有關, 潮汐等水流沖刷作用會導致海草生長區沉積物中有機碳的流失。海草床生態系統是一個開放的系統, 海草生長區與其周邊一些裸灘區域具有連通性, 存在有機碳的轉移[21], 海草凋落物可由海浪沖刷堆積至裸灘, 長期積累導致一些裸灘區域沉積物碳密度超過了海草生長區。因此, 建議在海草床生態系統碳儲量進行評估時, 除了評估海草生長區的碳儲量外, 也應將與海草生長區存在連通性的裸灘區沉積物碳儲量納入進來, 否則會造成區域海草床生態系統總碳儲量被低估。

目前我國關于海草床碳儲量的研究僅有一些零星報道, 如李夢[3]2017年夏季對廣西不同種類海草床沉積物儲碳情況進行了調查研究, 發現廣西海草床沉積物儲碳密度平均值為48.32 Mg C·ha–1, 估算出廣西海草床生態系統100 cm深度沉積物總碳儲量約為26 721.62 Mg C。Jiang等[2]對海南8個新發現的海草床區域(海草床總面積為203.64 ha)的碳儲量進行了調查, 發現這8個區域海草植物體碳儲量為33.50 Mg C, 表層沉積物(5 cm深度)總碳儲量為1 306.45 Mg C。本研究對海南陵水黎安港海草床生態系統總碳儲量進行了計算, 結果為(7 975.61± 2 907.15)Mg C。通過收集國內外不同區域不同種類海草床沉積物儲碳密度的研究結果, 并結合自然資源部南海局對我國南海區海草資源面積分布的最新調查結果, 對南海區近岸現存海草床總碳儲量進行了估算(表4), 結果顯示, 我國南海區海草床總儲碳量約為357 008.86 Mg C。Wu 等[24]利用全國海草床總面積和全球海草床儲碳密度平均值對我國海草床生態系統總碳儲量進行了估算, 結果為330 000～ 1 060 000 Mg C, 本研究估算結果與該結果處于同一數量級水平, 且本研究在估算中考慮到了南海各海草床分布區的區域狀況、海草種類等差異, 結果更為準確。

致謝: 向國家海洋局南海環境監測中心所有參與過航次樣品采集和分析的工作人員致以衷心的感謝！

[1] FOURQUREAN J W, DUARTE C M, KENNEDY H, et al. Seagrass ecosystems as a globally significant carbon stock[J]. Nature Geoscience, 2012, 1(7): 297-315.

[2] JIANG Z, LIU S, ZHANG J, et al. Newly discovered seagrass beds and their potential for blue carbon in the coastal seas of Hainan Island, South China Sea[J]. Marine Pollution Bulletin, 2017, 125(1/2): 513-521.

[3] 李夢. 廣西海草床沉積物碳儲量研究[D]. 南寧: 廣西師范學院, 2018.

LI Meng. Carbon storage in the seagrass sediments of Guangxi, China[D]. Nanning: Guangxi Teachers Edu-ca-tion University, 2018.

[4] GULLSTR?M M, LYIMO L D, DAHL M, et al. Blue car-bon storage in tropical seagrass meadows relates to ccarbonate stock dynamics, plant–sediment processes, and landscape context: Insights from the Western Indian Ocean[J]. Ecosystems, 2018, 21(3): 551-566.

[5] GITHAIGA M N, KAIRO J G, GILPIN L, et al. Carbon storage in the seagrass meadows of Gazi Bay, Kenya[J]. PLoS ONE, 2017, 12(5): e0177001.

[6] LAVERY P S, MATEO M-A?, SERRANO O, et al. Va-riability in the carbon storage of seagrass habitats and its implications for global estimates of blue carbon ecosystem service[J]. PLoS ONE, 2013, 8(9): e73748.

[7] DUARTE C M, MARBA N, GACIA E, et al. Seagrass community metabolism: Assessing the carbon sink capa-city of seagrass meadows[J]. Global Biogeoche-mical Cycles, 2010, 24: 1-8.

[8] NELLEMANN C, CORCORAN E, DUARTE C M, et al. Blue carbon - The role of healthy oceans in binding carbon[M]. UNEP/FAO/UNESCO/IUCN/CSIC, 2008.

[9] DUARTE C M, MIDDELBURG J J, CARACO N. Major role of marine vegetation on the oceanic carbon cycle[J]. Biogeosciences, 2005, 2(1): 1-8.

[10] MATEO M, ROMERO J, P?REZ M, et al. Dynamics of millenary organic deposits resulting from the growth of the Mediterranean seagrass[J]. Estuarine Coastal & Shelf Science, 1997, 44(1): 103-110.

[11] IACONO C L, MATEO M A, E GRàCIA, et al. Very high-resolution seismo-acoustic imaging of seagrass meadows (Mediterranean Sea): Implications for carbon sink estimates[J]. Geophysical Research Letters, 2008, 35(18): 102-102.

[12] Gérard P, BAZARRI H, BIANCHI C N, et al. Mediterranean seagrass meadows: resilience and contribution to climate change mitigation. A short summary[J]. Tran---s-plantation Proceedings, 2012, 22(4): 1547-1548.

[13] 邱廣龍, 林幸助, 李宗善, 等. 海草生態系統的固碳機理及貢獻[J]. 應用生態學報, 2014, 25(6): 1825-1832.

QIU Guanglong, LIN Xingzhu, LI Zongshan, et al. Seagrass ecosystems: Contributions to and mechanisms of carbon sequestration[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2014, 25(6): 1825-1832.

[14] 辛琨, 顏葵, 李真, 等. 海南島紅樹林濕地土壤有機碳分布規律及影響因素研究[J]. 土壤學報, 2014, 5: 1078-1086.

XIN Kun, YAN Kui, LI Zhen, et al. Distribution of soil organic carbon in mangrove wetlands of hainan island and its influencing factors[J]. Acta Pedologica Sinica, 2014, 5: 1078-1086.

[15] KENNEDY H, BEGGINS J, DUARTE C M, et al. Seagrass sediments as a global carbon sink: Isotopic constraints[J]. Global Biogeochemical Cycles, 2010, 24: 1-9.

[16] MAZARRASA I, SAMPER-VILLARREAL J, SERRANO O, et al. Habitat characteristics provide insights of carbon storage in seagrass meadows[J]. Marine Pollution Bulletin, 2018, 134(SEP.): 106-117.

[17] MIYAJIMA T, HORI M, HAMAGUCHII M, et al. Geographic variability in organic carbon stock and accumulation rate in sediments of East and Southeast Asian seagrass meadows[J]. Glob Biogeochem Cycle, 2015, 29: 397-415.

[18] MATEO M, ROMERO J. Detritus dynamics in the seagrass Posidonia oceanica: Elements for an eco-system carbon and nutrient budget[J]. Mar Ecol Prog Ser, 1997, 151: 43-53.

[19] MATTEO M, RENOM P, JULIA R, et al. An unex-ploredsedimentary record for the study of enviro-nmental change inMediterranean coastal environments:(L.)Delile peats[J]. Int At Energy Agency CS Papers Ser, 2002, 13: 163-173.

[20] HARTOG C D, KUO J. Taxonomy and biogeography of seagrasses[J]. Seagrasses Biology Ecologyand Conser-vation, 2006: 1-23.

[21] MAREOM, CEBRIáN J, DUNTON K, et al. Carbon flux in seagrass ecosystems[M]. AIP Publishing, 2006.

[22] MARBà N, DUARTE C, CEBRIáN J, et al. Growth and population dynamics ofon the Spa-nish Mediterranean coast: elucidating seagrass de-cline[J]. Marine Ecology Progress, 1996, 137(1/3): 203-213.

[23] SERRANO O, RUHON R, LAVERY P S, et al. Impact of mooring activities on carbon stocks in seagrass meadows[J]. Scientific Reports, 2016, 6: 23193.

[24] WU J, ZHANG H, PAN Y, et al. Opportunities for blue carbon strategies in China[J]. Ocean & Coastal Mana-gement, 2020, 194(1): 105241.

Carbon storage in the seagrass beds of Li’an Bay, Hainan

YANG Xi1, 2, 3*, YU Wei1, 2, 3, HE Jing1, 2, 3, HUANG Sheng1, 2, 3

(1. South China Sea Environmental Monitoring Center, State Oceanic Administration, Guangzhou 510300, China; 2. Key Laboratory of Marine Environmental Survey Technology and Application, Ministry of Natural Resources, Guangzhou 510300, China; 3. Nansha Islands Coral Reef Ecosystem National Observation and Research Station, Hainan, Guangzhou 510300, China)

This study evaluated the organic carbon (Corg) storage in Li’an Bay (Hainan) seagrass beds and estimated the total Corgstorage in the seagrass beds of the South China Sea. The results showed that the seagrass biomass Corgstorage, the top meter sediment Corgstorage, and the total Corgstorage in the Li’an Bay seagrass beds were (179.75±102.28) Mg C, (7, 795.86±2, 923.75) Mg C and (7, 975.61±2, 907.15) Mg C, respectively. The total Corgstorage in the seagrass beds was about 357, 008.86 Mg C. The mean sediment Corgcontent was 0.56%±0.25%, the mean seagrass biomass Corgdensity was 1.60±0.91 Mg C·ha?1, and the mean Corgdensity of the top meter sediment was 69.61±26.11 Mg C·ha?1in Li’an Bay. All of these values were lower than the global averages (2.50%, 2.52 Mg C·ha?1, and 139.70 Mg C·ha?1, respectively). The Corgcontent and Corgdensity of the sediments in some barren tidal flats (unvegetated) were higher than those in vegetated areas of Li’an Bay, as Corgexchange occurred between the vegetated areas and the adjacent barren tidal flat. These results recommend including the sediment Corgstorage of the barren tidal flat in the total Corgstorage of seagrass beds.

seagrass bed; carbon storage; barren tidal flat; Li’an Bay; South China Sea

Jan. 6, 2022

P76

A

1000-3096(2022)11-0116-10

10.11759/hykx20220106005

2022-01-06;

2022-05-28

自然資源部海洋環境探測技術與應用重點實驗室2020年度自主設立課題(MESTA-2020-C006); 廣東省平臺基地及科技基礎條件建設項目(2021B1212050025); 中國海洋發展基金會項目(CODF-002- ZX-2021); 2019年省級促進經濟高質量發展(海洋經濟發展)海洋六大產業專項重點項目(GDOE[2019]A46); 2022年省級促進經濟高質量發展(海洋經濟發展)海洋六大產業專項重點項目(GDNRC[2022]48)

[2020 Annual Project of the Key Laboratory of Marine Environmental Survey Technology and Application, Ministry of Natural Resources, No.MESTA-2020-C006; Science and Technology Plan Projects of Guangdong Province, No. 2021B1212050025; China Ocean Development Foundation, No. CODF-002-ZX-2021; Key Program of Marine Economy Development (Six Marine Industries) Special Foundation of Department of Natural Resources of Guangdong Province, No. GDOE[2019]A46; Key Program of Marine Economy Development (Six Marine Industries) Special Foundation of Department of Natural Resources of Guangdong Province, No. GDNRC[2022]48]

楊熙(1989—), 男, 湖北監利人, 博士, 工程師, 主要從事海草生態學、海洋浮游生物生態學研究, E-mail: yang1209xi@163.com

(本文編輯: 康亦兼)