Trữ lượng cacbon hữu cơ

Donato và cộng sự 2011 báo cáo trữ lượng SOC của rừng ngập mặn cửa sông lớn hơn đáng kể so với rừng ngập mặn ven biển, nhưng so sánh này phải được xem xét thận trọng vì các cột đất có

Trữ lượng cacbon hữu cơ trong đất ở hệ sinh thái rừng ngập mặn

và rừng ngập mặn ven biển được điều khiển bởi sự ước lượng dinh dưỡng của P và N

Christian Weiss , 1 Joanna Weiss , 1 Jens Boy , 1 Issi Iskandar , 2 Robert Mikutta , 3 và Georg Guggenberger 1

Thông tin về tác giả ► Bài viết ghi chú ► Bản quyền và thông tin về giấy phép ►

trừu tượng

Đi đến:

Giới thiệu

Rừng ngập mặn là giao diện sinh học giữa đất và biển và do đó cung cấp vô số các dịch vụ cho cả hai môi trường Họ đóng một vai trò quan trọng trong việc bảo vệ bờ biển và rạn san hô

(Alongi 2008 , Koshiba và cộng sự, 2013 ) và cung cấp những khu vườn ươm không thể thiếu cho nhiều loài (Alongi 2002 , 2008 ) Thêm vào đó, các nghiên cứu gần đây đã xác định được rừng ngập mặn nằm trong số các hệ sinh thái giàu carbon nhất (Donato và cộng sự, 2011 ;

Kauffman et al., 2011 ; Murdiyarso và cộng sự, 2015 ), đóng vai trò như một bể chứa khí quyển trong khí quyển do sản lượng chính Twilley và cộng sự, 1992 ) Do đó, áp lực đang diễn ra đối với các hệ sinh thái rừng ngập mặn do phá rừng và suy thoái do sử dụng ngày càng tăng đối với

gỗ, củi và nuôi trồng thủy sản (FAO 2007 ) gây ra nguy cơ cao đối với khí hậu toàn cầu vì mất rừng ngập mặn được cho là chịu trách nhiệm 10% tổng số phá rừng Lượng phát thải trên toàn thế giới (Donato và cộng sự, 2011 ) Ngoài ra, rừng ngập mặn là nguồn gốc của> 10% lượng cacbon hữu cơ được giải phóng toàn cầu (DOC) xuất khẩu sang các đại dương (Jennerjahn và

Ittekkot 2002 , Dittmar và cộng sự, 2006 ) Do đó, mất rừng ngập mặn đã giảm lượng chôn lấp carbon trong đại dương khoảng 30 năm Tg -1 (Duarte và cộng sự, 2005 ) Các mối quan hệ gần gũi giữa rừng ngập mặn và chu trình carbon biển liền kề dẫn đến việc tạo ra từ "carbon xanh" để lồng ghép các khía cạnh này vào cuộc thảo luận chính sách quốc tế (ví dụ, Mcleod và cộng

sự, 2011 ) Mất mát rừng ngập mặn hàng năm 1-2% diện tích đã giảm (Alongi 2002 ) gây ra vô số những ảnh hưởng tiêu cực đến sinh kế do sự mất mát các dịch vụ hệ sinh thái liên quan đến rừng ngập mặn (Walters và cộng sự, 2008 Alongi 2011 ) Điều này làm cho việc giám sát và quản lý các bể chứa chất thải rừng ngập mặn là một điều kiện tiên quyết để hưởng lợi từ các công cụ tài chính bù đắp như Trả tiền cho Dịch vụ Môi trường (PES) và Giảm phát thải do Phá rừng và các chương trình suy thoái rừng (Redd) để giảm tính dễ tổn thương của địa phương và tạo động cơ cho rừng ngập mặn bảo vệ thực hiện bởi quyền sở hữu địa phương Bất kể các quan điểm chính trị, đất đai có ý nghĩa quyết định nhất đối với số phận cácbon trong rừng ngập mặn, vì chúng chiếm tới 98% tổng lượng carbon lưu giữ trong các hệ sinh thái này (Donato và cộng

sự, 2011 ) Điều này được nhấn mạnh bởi các nghiên cứu gần đây cho thấy lượng carbon hữu cơ cao (SOC) so với đất trên mặt đất (Chmura và cộng sự, 2003 , Donato và cộng sự, 2011 , 2012 , Kauffman et al., 2011 )

Sự phát sinh của đất ngập mặn khác nhau giữa các hệ sinh thái rừng ngập mặn và rừng ngập mặn

do sự kết nối thuỷ văn khác nhau đến các vùng xa xôi hẻo lánh, đó là liệu một hệ thống sông ngòi

có góp phần vào các bể chứa cácbon bằng việc lắng đọng trầm tích có chứa carbon hay

không Donato và cộng sự ( 2011 ) báo cáo trữ lượng SOC của rừng ngập mặn cửa sông lớn hơn đáng kể so với rừng ngập mặn ven biển, nhưng so sánh này phải được xem xét thận trọng vì các cột đất có độ sâu khác nhau (1-2 m) được đưa vào tài khoản và tiêu chuẩn hóa để cần phải có một

chiều sâu xác định nếu không có toàn bộ hồ sơ đất để so sánh Ngược lại, nồng độ cacbon trong đất của rừng ngập mặn biển (0,061 g C cm -3 ) cao hơn đáng kể so với rừng ngập mặn cửa sông (0,038 g C cm -3 , Donato và cộng sự, 2011 ) Những khác biệt này có thể được giải thích bởi sự lắng đọng của dòng sông làm loãng các nguồn carbon tự thân (ví dụ, rác) bằng vật liệu

allochthon Nhưng Breithaupt et al ( 2014 ) đã chỉ ra rõ ràng rằng việc chôn lấp carbon hữu cơ và

do đó sự lắng đọng không tương quan với nồng độ SOC, cũng như chứng khoán SOC, như đã được giả thuyết trước đây (Kristensen và cộng sự 2008 ; Breithaupt và cộng sự, 2012 ) Do đó, cần phải tính đến sự khác biệt về SOC giữa hai đặc điểm của rừng ngập mặn, như được biết đến

từ các hệ sinh thái đất ngập nước khác (Lugo và Snedaker 1974 , Brinson và cộng sự, 1981 ) Các yếu tố quan trọng ức chế sự phân hủy chất hữu cơ là chất lượng và sự sẵn có của các chất dinh dưỡng, như nitơ (N) và phosphorus (P), đến cộng đồng vi sinh phân huỷ

Thực tế, chất thải của rừng ngập mặn thường có chất lượng kém và tỷ lệ C / N rất cao> 200 (Rao

và cộng sự, 1994 ), gây ra những trở ngại nghiêm trọng đối với phân hủy vi sinh vật Sự phân hủy ban đầu của lứa đẻ trong rừng ngập mặn cửa sông được tìm thấy trong vòng vài tuần, thường là trung gian bởi những con cua ở đất (Nordhaus và cộng sự, 2006 ), nhưng sự phân hủy này vẫn kết thúc với tỉ lệ C / N cao khoảng 40 (Bosire et al 2005 ) Tỷ lệ C / N cao như vậy gợi ý N là chất dinh dưỡng có khả năng hạn chế sự tăng trưởng của rừng ngập mặn (Reef và cộng sự 2010 ), có thể được khắc phục bằng sự gắn kết N 2 của cộng sinh, bao gồm phần lớn nhu cầu N trong nhiều

hệ sinh thái rừng ngập mặn (Sengupta và Chaudhuri 1991 ; Holguin et al 2001 , Bashan và Holguin 2002 , Reef và cộng sự, 2010 ) Ước tính chất lượng rác thải được cung cấp bằng cách so sánh giá trị 13 C C của lá và đất (ví dụ, Xia và cộng sự, 2015 ), như sự đóng góp của các ký sinh

trùng cố định đạm đến dinh dưỡng N bằng giá trị δ 15 N (Inglett và cộng sự 2011 )

Một yếu tố nữa, P đã được xác định là chất dinh dưỡng hạn chế trong nhiều hệ sinh thái rừng ngập mặn (ví dụ Lovelock và cộng sự, 2007 , Reef và cộng sự, 2010 ) Các thí nghiệm về phân bón cho thấy chất dinh dưỡng giới hạn chính (N hoặc P) có thể thay đổi theo các gradient tương đối nhỏ Feller và cộng sự ( 2002 ) kết luận rằng rừng ngập mặn ven biển thường có xu hướng hạn chế N, trong khi rừng ngập mặn ven biển có xu hướng bị giới hạn bởi khả năng hình thành cả hai chất dinh dưỡng trong vùng chuyển tiếp Khái niệm này phù hợp với hệ sinh thái nhiệt đới trên mặt đất hạn chế của P (Vitousek 1984 ) và hệ thống biển giới hạn N (Howarth và

Marino 2006 ) Dọc theo độ dốc của biển-đất, giới hạn dinh dưỡng khác nhau này có thể làm thay đổi sự phân hủy của chất hữu cơ và với dung dịch SOC Theo Feller và cộng sự ( 2002 ), P thụ tinh dẫn đến sự phân hủy các chất hữu cơ trong đất tăng lên ở tất cả các vị trí kiểm tra của rừng ngập mặn dọc theo độ dốc này và suy luận rằng các rừng ngập mặn theo hướng biển gắn liền với

tỷ lệ phân hủy cao hơn rừng ngập mặn ven biển Điều này mâu thuẫn với các nồng độ SOC lớn hơn trong đất của rừng ngập mặn biển (ví dụ: rừng ngập mặn theo hướng biển ở quy mô nhỏ) so với rừng ngập mặn cửa sông (ví dụ: rừng ngập mặn theo hướng đất ngập nước ở quy mô nhỏ) như Donato và cộng sự đã báo cáo ( 2011 ) Một giải thích có thể cho mâu thuẫn này có thể là sự khác biệt về quy mô và tính năng chức năng của rừng ngập mặn theo cách mà, ví dụ, một loài ngập mặn biển khác với chức năng sinh học của nó từ rừng ngập mặn cửa sông Do đó, câu hỏi vẫn là liệu một yếu tố lái xe chung có tồn tại hay không, điều này sẽ điều chỉnh các trữ lượng SOC trong đất ngập mặn không phụ thuộc vào tính chất của biển và cửa sông

Để làm rõ điều này, chúng tôi tiến hành khảo sát sinh học về sinh học dọc theo độ dốc trên biển theo quy mô vùng, bao gồm ba hệ sinh thái rừng ngập mặn tương tự ở Indonesia bao gồm rừng ngập mặn biển và cửa sông ở các trạng thái suy thoái khác nhau Chúng tôi giả thiết rằng lượng SOC chứa trong đất ngập mặn là một yếu tố tác động lẫn nhau giữa vị trí của rừng ngập mặn dọc theo độ dốc của đất liền và do đó kết quả gradient chất dinh dưỡng ảnh hưởng đến chất lượng và

sự phân huỷ của chất hữu cơ được sản xuất và tái chế bởi các loài thích nghi với tình hình tương ứng

Đi đến:

Vật liệu và Phương pháp

Các điểm nghiên cứu và sơ đồ lấy mẫu

Để đảm bảo các yêu cầu của một nghiên cứu quy mô lớn, các địa điểm nghiên cứu được phân bố trên Indonesia với khoảng cách vài trăm cây số giữa (Hình 1 ) Indonesia được chọn vì đây là quốc gia có diện tích rừng ngập mặn lớn nhất với tỷ lệ mất rừng ngập mặn cao nhưng vẫn tạo ra

sự đa dạng cao của các hệ sinh thái rừng ngập mặn khác nhau (Giri và cộng sự, 2011 ) Các địa điểm nghiên cứu bao gồm ba loại rừng ngập mặn lớn như rừng ngập mặn cửa sông thuộc rừng ngập mặn ven biển của quốc gia bị suy thoái và chưa suy dinh dưỡng là các đối tượng của nghiên cứu này Ví dụ, một kênh thủy triều điển hình của rừng ngập mặn cửa sông chưa được phân loại được thể hiện trong hình 2 Tổng quan về tất cả các trạm lấy mẫu được trình bày trong

Bảng 1 Phá án Segara Anakan ở Nam Trung Java đã được chọn là một trường hợp điển hình cho rừng ngập mặn cửa sông suy thoái (DE) Các đầm phá, nơi mà sông Citanduy thải ra, đã từng được bao phủ bởi một khu rừng ngập mặn dày đặc, nhưng nạn phá rừng nghiêm trọng, xói mòn trong đất liền, sử dụng thâm canh nông nghiệp của vùng sâu, và công nghiệp ở các vùng phía đông đầm phá đã dẫn đến tình trạng suy thoái hiện tại (Yuwono et al 2007 ) Ngày nay, thảm thực

vật đầm phá bị ảnh hưởng bởi các loài halaphyt cây bụi ( Derris trifoliata và Acanthus

ilicifolius ) và một hỗn hợp các cây ngập mặn tái sinh nhỏ của các loài khác nhau thường xuyên

được làm sạch trước khi đạt đến kích thước cây Do đó, chúng tôi cho rằng hệ sinh thái rừng ngập mặn này bị suy thoái nặng nề Do lớp phủ thảm thực vật phủ đầy, không thể quan sát được một gradient thực vật theo thời gian từ cạnh bờ biển tới vùng nội địa Do đó, lấy mẫu được thực hiện tại bốn mẫu thực vật khác nhau đại diện cho đầm phá này: (1) khu vực chỉ được bao phủ

bởi Derris trifoliata và Acanthus ilicifolius (DE1); (2) khu vực được bao bọc bởi loài Nypa fruticans và Derris trifoliata (DE2); (3) pha trộn trẻ hơn (trung bình 4 năm) của các loài cây ngập

mặn khác nhau (DE3); và (4) hỗn hợp cũ (trung bình 6 năm) của các loài cây ngập mặn khác nhau (DE4)

Hình 1

Các địa điểm mẫu ở các khu vực rừng ngập mặn khác nhau ở Indonesia Ở miền nam Java, đầm phá Segara Anakan ( DE ), và ở phía đông Kalimantan, cửa sông Berau ( UE ) được lấy mẫu Các

khu rừng ngập mặn không có ảnh hưởng của cửa sông được lấy mẫu tại Quần đảo Togian,

Hình 2

Kênh triều điển hình trong rừng ngập mặn cửa sông Ảnh chụp ở trung tâm của cửa sông Berau

Bảng 1

Tổng quan về tất cả các địa điểm lấy mẫu và vị trí địa lý tương ứng

Đối với rừng ngập mặn tự nhiên chưa được đánh giá (UE), phần lớn chỉ có ít loài đã bị suy thoái

về mặt sinh học ở cửa sông Berau ở phía đông Kalimantan Cửa sông Berau khoảng 40 km về phía thượng lưu và có chiều rộng tối đa khoảng 25 km Nuôi trồng thủy sản nuôi tôm diễn ra, nhưng loại hình sử dụng đất này đang ở giai đoạn đầu Khu vực lưu vực sông Berau tương ứng với Berau Regency, trừ phần phía đông nam của nó Các vùng sâu vùng xa bị chi phối bởi rừng nhiệt đới nhiệt đới đã được dọn sạch một phần để trồng cọ dầu, khai thác mỏ hầm lò, hoặc khu vực định cư Trong cửa sông, đã có một đợt lấy mẫu từ bên ngoài đến bờ biển (1) Là một giai đoạn chuyển tiếp giữa rừng ngập mặn và đất liền, các mẫu đất từ một tiểu lưu vực nước ngọt nhỏ được lấy Cốt truyện này bị chi phối bởi thảm cỏ nonmangrove, mặc dù các loài thực vật phân lập

của Sonneratia sp , Nypa fruticans và Acanthus ilicifolius đã được tìm thấy (UE1) (2) Khu vực

định hướng hòn đảo thứ hai nằm dưới ảnh hưởng ít nước ngọt bởi vì nó nằm trong một kênh thủy triều nối với biển mà không nhận được đầu vào trực tiếp từ sông Thực vật được cấu tạo hoàn

toàn bởi các loài cây ngập mặn, với Bruguiera sexangula , Rhizophora stylosa , và Xylocarpus granatum chiếm ưu thế (UE2) (3) Gần biển và phần giữa của cửa sông, Bruguiera

sexangula và Rhizophora apiculata chiếm ưu thế (UE3) (4) Trạm biển xa nhất được lấy mẫu trực

tiếp tại khu vực chính của cửa sông Chỉ có loài cây ngập mặn được quan sát thấy với sự thống trị

của Sonneratia alba (UE4).

Các khu rừng ngập mặn biển tự nhiên chưa được đánh giá (UM) được lấy mẫu trên đảo Togian Islands Các đảo này nằm ở Vịnh Tomini ngoài khơi bờ biển Trung tâm Sulawesi Do sự thiếu sông, những rừng ngập mặn này nằm dưới điều kiện biển mà không bị ảnh hưởng bởi vùng sâu, ngoại trừ đôi khi xảy ra các cuộc chạy tràn bề mặt sau các sự kiện bão Rừng ngập mặn trên quần đảo Togian đã được tìm thấy trong điều kiện nguyên sơ Ghi chép việc sử dụng văn hoá dưới nước hoặc không thể quan sát được gỗ Việc lấy mẫu được thực hiện trên một dải từ bốn dãy hẻm đến bờ biển với UM1 là đất liền nhất và UM4 là vị trí biển xa nhất Tại trạm tiếp đất nhất

(UM1), Bruguiera sp đã thống trị với chỉ một vài cây của Rhizophora sp., và tại UM2, một hỗn hợp của Bruguiera sp và Rhizohora sp đã được tìm thấy, trong khi tại UM3 (trạm biển), chỉ

có Rhizophora sp có thể được quan sát Tại UM4, vành đai ngoài của dải rừng ngập mặn với sự bắt đầu hóa của Rhizophora sp bởi cỏ biển, cỏ biển là trong sự thống trị.

Số liệu thủy triều được thu thập dựa trên chương trình "WXtide32" để dự đoán thủy triều Các dải thủy triều trung bình được tính là 1,75 m đối với cửa sông không được đánh giá (0,5 m trong thủy triều xuống 3 m vào mùa thủy triều), 1 m đối với cửa sông bị xuống cấp (0,5 m trong thủy triều xuống đến 1,5 m trong mùa thủy triều) và 0,75 m đối với các khu rừng ngập mặn biển (0,5 m trong giai đoạn thủy triều xuống 1 m vào mùa xuân) Các kết quả được mô hình hóa bởi chương trình này có thể được coi là hợp lệ bởi vì một nghiên cứu khác đo lường các giá trị tương đương cho đầm Laguna Segara Anakan (Holtermann và cộng sự, 2009 )

Lấy mẫu

Các mẫu đất được lấy ở tất cả các ô trong bãi triều trong suốt thời gian triều thấp bằng cách sử dụng một đường ống có đường kính 3.7 cm Khả năng nén đất của lõi đất được tính đến bằng cách nhân các lõi đến độ sâu khoan và đường kính trong của lõi Độ sâu lấy mẫu tối đa là 3 m đã đạt được trong trường hợp tất cả các khu vực ở Segara Anakan (DE) và trạm tiếp đất nhất ở Quần đảo Togian (UM1) Cửa sông Berau được lấy mẫu với độ sâu tối đa 2 m đối với UE2 và UE3 và 1

m đối với UE1 và UE4 Độ sâu để lấy mẫu là 0,5 m đối với DE và UE và 0,2 m đối với UM Mỗi địa điểm được lấy mẫu với ba lần lặp lại Trong trường hợp cả hai gradient (UE và UM), bản sao được chọn ngẫu nhiên trong vài chục mét bên cạnh nhau Trong trường hợp mẫu lấy mẫu thực vật

ở DE, bản sao được phân tán ngẫu nhiên trong mỗi mô hình thảm thực vật đồng nhất với khoảng cách lên đến vài trăm mét giữa các bản sao (Bảng 1 ) Tất cả các mẫu được sấy bằng không khí

để tránh bất kỳ sự thay đổi nào trong quá trình vận chuyển và bảo quản Các mẫu thực vật được lấy ngẫu nhiên từ các loài phổ biến nhất với sự khác biệt giữa các mẫu rễ và lá Giống như các mẫu đất, các mẫu thực vật đã được làm khô bằng không khí trên thực địa

Xử lý mẫu

Các mẫu đất khô đã được nghiền nhẹ để phá huỷ cốt liệu khô và để cho phép sàng lọc tiếp theo

để loại bỏ các chất hữu cơ thô như những phần lớn hơn của rễ tươi Việc sàng sàng được tiến hành với kích thước lưới 8mm và không ảnh hưởng đến kết cấu của đất vì phần thô chiếm trong tất cả các mẫu đã được cát với không có sỏi hoặc đá

Cácbon hữu cơ (OC), nitơ tổng số (TN), δ 13 C, và δ 15 N được đo bằng máy phân tích nguyên tố kết hợp với một đồng vị quang phổ khối lượng tỷ lệ đồng vị (EA-IRMS, Isotope Cube ® ,

Elementar Analysensysteme GmbH, Hanau, liên kết với Isoprime Mass Spectrometer ® , Isoprime Ltd., Cheadle Hulme, Anh) Nếu cần thiết (nghĩa là tại UE4), cacbonat được loại bỏ bằng cách khử trùng bằng HCl sau Harris và cộng sự ( 2001 ) Mật độ khối lượng được tính bằng khối lượng lớp vỏ đất và trọng lượng khô của mẫu Trữ lượng cacbon được tính toán dựa trên nồng độ SOC và mật độ lớn, với các độ sâu khác nhau

Các chất dinh dưỡng có thể chiết xuất nước được xác định bằng cách tách nước: 10 g mẫu đất khô đã được chiết xuất với 50 mL nước deion hoá (18 MΩ cm -1 ) Sau đó, lọc nước được lọc

<0,45 μm bằng các bộ lọc màng polyethersulfone (Supor ® -450, Pall Life Sciences, Cảng

Washington, NY) và đo bằng plasma kết hợp cùng với quang phổ phát xạ quang học (ICP-OES, Varian 725-ES , Varian Inc Palo Alto, CA) cho P NO 3- N và NH 4- N có thể chiết xuất trong cùng một chiết xuất với một máy phân tích dòng chảy liên tục (CFA, San ++ , Skalar Analytical BV, Tinstraat 12, 4823 AA, Breda, Hà Lan) Tổng P được xác định bằng cách nghiền 1 g mẫu đất (2 h đoạn đường nối với 250 ° C h -1 và 4 giờ ở 500 ° C), và sau đó chiết với 10 ml: 1.0 mol L -1 HCl

và pha loãng 1 : 5 với nước deionized Tương ứng với chiết xuất nước, các chiết xuất axit được lọc ở <0,45 μm và đo bằng P bởi ICP-OES

Tuổi radiocarbon thông thường được ước tính dựa trên các phép đo 14 C bằng phương pháp phổ khối lượng gia tốc (AMS, 3MV Tandetron Accelerator, HVEE, Amersfoort, Hà Lan) của một số lượng nhỏ 7 mẫu từ cửa sông chưa được phân loại và khu vực rừng ngập mặn ven biển chưa bị phân huỷ (UE và UM) Do sự xáo trộn thường xuyên trong cửa sông bị suy thoái (DE) nên các mẫu này không được tính đến Các mẫu từ các cửa sông không được đánh giá (UE2, UE3, UE4, từng được ghép từ ba lần lặp lại) bắt nguồn từ độ sâu từ 50 đến 100 cm, và các mẫu từ các khu rừng ngập mặn biển không phân huỷ (UM1, UM2, UM3, UM4), từng được ghép từ ba lần lặp lại ) bắt nguồn từ độ sâu từ 60 đến 100 cm

Đi đến:

Các kết quả

Các kết cấu của đất ngập mặn từ các cửa sông (DE, UE) thay đổi theo phạm vi rộng với thành phần giữa đất sét, cát và đất sét trong trường hợp DE và các thành phần giữa đất sét bùn, cát loamy và đất sét silic trong trường hợp của UE Do lượng chất hữu cơ cao, nên đất đai của các loài cây ngập mặn biển không phân huỷ (UM) không thể mô tả được như đất khoáng (DE, UE) Do đó, kết cấu của họ được mô tả đơn giản là "hữu cơ" (Bảng 2 ) Mật độ khối lượng của đất ngập mặn ở cửa sông, là đất khoáng của các kết cấu khác nhau, cao hơn mật độ khối lượng của đất hữu cơ cao từ biển rừng ngập mặn (UM: 0,18-0,27 g cm -3 , Bảng 2 ) Ngược lại, nồng độ

OC cao nhất trong đất ngập mặn biển (UM: 172,6-262,4 mg / kg), đất ngập mặn trung vị ở rừng ngập mặn chưa được đánh giá (UE: 15,3-85,1 mg / s) và nhỏ nhất ở rừng ngập mặn cửa sông thoái hóa đất (10.7-46.0 mg g -1 , Bảng 2 ) Kết quả là, các kho dự trữ SOC cho thấy có sự khác biệt đáng kể giữa ba loại rừng ngập mặn chính là DE, UE và UM (Hình 3 ) Trữ lượng OC tối đa nằm trong mốc đất ngập mặn trên cùng của rừng ngập mặn được tìm thấy trong rừng ngập mặn biển với khoảng 570 Mg ha -1 Đây là gần gấp đôi lượng SOC tối đa của các khu vực rừng ngập mặn cửa sông chưa được đánh giá (UE khoảng 310 Mg ha -1 ) và khoảng gấp ba lần lượng SOC tối đa của các cửa sông bị suy thoái (DE) Các mẫu cát hữu cơ của các mẫu đất lấy sâu hơn 1 m thể hiện sự khác biệt tương đối giống nhau (Hình 4 ) Tổng cộng, đất của rừng ngập mặn biển được lưu giữ nhiều OC hơn trên một lượng đất so với rừng ngập mặn cửa sông Thêm vào đó, chúng tôi quan sát thấy một vùng biển trên biển đối với các hệ sinh thái rừng ngập mặn chưa được phân loại, bất kể biển hoặc cửa sông có trữ lượng SOC cao hơn về phía nội địa trong cả hai trường hợp (Hình 4 )

Hình 3

Trữ lượng cacbon hữu cơ trong đất của tất cả các trạm của đồng hồ trên cùng của đất ngập nước Hình ảnh là ba thiết lập rừng ngập mặn với DE = cửa sông bị suy thoái (Segara

Anakan), UE = cửa sông không được đánh giá (cửa sông Berau) và

Hình 4

Các bon hữu cơ carbon ( SOC ) của tất cả các trạm có độ sâu mẫu.Việc lấy mẫu được giới hạn ở

độ sâu tối đa là 3 m do kỹ thuật lấy mẫu hoặc độ dày lớp trầm tích nhỏ Dữ liệu sẵn có cho thấy

độ sâu lấy mẫu có thể Phân bố đồng nhất

ban 2

Tổng quan các thông số đo được của đất Giá trị được biểu thị là giá trị trung bình của n ≥ 3; độ lệch tiêu chuẩn được nêu trong ngoặc đơn.OC, C / N, δ 13

C, và δ 15

N được đo bằng EA-IRMS Tổng

số P đã được đo

Lá và rễ của các loài cây ngập mặn có tỉ lệ C / N tương đối đối với rừng ngập mặn trên cây (lá 33-81, rễ cây 36-143) và các loài halophytes bụi rậm xâm chiếm rừng ngập mặn bị suy thoái (ví

dụ lá Acanthus ilicifolius và Derris trifoliata , khoảng 19; 3 ) Sự khác biệt chính giữa tỉ lệ C / N của đất xuất hiện giữa rừng ngập mặn biển (UM) và rừng ngập mặn cửa sông (UE, DE;

Hình 5 A) Đất của rừng ngập mặn biển có tỷ lệ C / N cao hơn so với rừng ngập mặn cửa

sông Sự khác nhau giữa cửa sông thoái hoá và không được đánh giá là không đáng kể và không

có xu hướng rõ ràng Tuy nhiên, tỷ lệ C / N cao nhất trong đất ngập mặn của rừng ngập mặn được tìm thấy dưới rừng ngập mặn không phân huỷ (UE2) Ở đất ngập mặn của rừng ngập mặn, tỷ lệ C / N không thay đổi theo độ sâu của đất, trong khi đất ngập mặn biển, tỷ lệ C / N tăng lên theo chiều sâu (Hình 5 A)

Hình 5

Tỷ lệ C / N (a), 13C (b), 15N (c) và nồng độ P có thể tháo dỡ được của đất ở tất cả các trạm và

trầm tích sông của các dòng sông xả khi có cửa sông Tất cả các trạm được biểu thị như được mô

tả trong Bảng

Bảng 3

Tỷ số C / N và giá trị δ 13 C của các loài thực vật rừng ngập mặn khác nhau

Các giá trị δ 13C của cây ngập mặn được kiểm tra như là nguồn rác thải dao động từ -33 đến -25

‰ đối với lá và từ -29 đến -26 ‰ đối với rễ không có sự khác biệt giữa rừng ngập mặn thực vật

và các loài halophytes bụi Đất ngập mặn biển cho thấy δ 13 C giá trị gần -28 ‰ với biến thể rất

ít Không giống như vậy, đất δ 13C giá trị của đất rừng ngập mặn cửa sông biến đổi khác nhau, từ

-28 ‰ đến -25 ‰ trong rừng ngập mặn cửa sông suy thoái và từ -30 ‰ đến-28 ‰ trong một

phân không suy giảm Trong trường hợp cửa sông thoái hóa, δ 13 C tăng với độ sâu tại DE1 và DE3 Tất cả các trạm khác không cho thấy bất kỳ sự phụ thuộc sâu sắc nào (Hình 5 B) Sự khác

biệt rõ nét hơn đã được tìm thấy trong khoảng δ 15 N giữa vùng đất ngập mặn biển và đất rừng

ngập mặn Trong khi đất ngập mặn ven biển có δ 15 N -0.6 đến 0.7 ‰, đất rừng ngập mặn của rừng ngập mặn có giá trị rõ ràng là 2.5 đến 7.2 ‰ (Hình 5 C) Không có sự khác biệt có ý nghĩa

giữa đất rừng ngập mặn estuarine chưa bị phân huỷ và suy thoái, mặc dù δ 15 N giá trị mở rộng phạm vi rộng hơn ở khu vực rừng ngập mặn

Khả năng thấm nước của đất ngập mặn khác nhau có ý nghĩa thống kê giữa rừng ngập mặn biển với rừng ngập mặn; một lần nữa, không có sự khác biệt giữa hai loại cửa sông (Hình 5 D) Đất ngập mặn biển thể hiện lượng P thể nước chiết xuất được cao nhất, từ 2,3 đến 6,3 mg / kg2 , trong khi đó đất ngập mặn sông ngòi có nồng độ nhỏ <2 mg kg -1 (Hình 5 D) Tổng hàm lượng P của đất khác nhau giữa rừng ngập mặn biển và sông ngòi, dao động từ 238 đến 345 mg kg -1 trong biển và 162 đến 247 mg kg -1 trong đất ngập mặn của rừng ngập mặn Không có sự khác biệt giữa đất cửa sông suy thoái và không suy dinh dưỡng (Bảng 2 )

Nồng độ NO3-N của đất thấp hơn giới hạn phát hiện ở tất cả các loại đất, trong khi nồng độ

NH4-N cho thấy sự khác biệt giữa các hệ sinh thái rừng ngập mặn khác nhau NH4-Nồng độ NH4-NH 4- N thấp nhất trong đất của cửa sông bị suy thoái (5.4-14.9 mg kg -1 ), trung gian trong đất của cửa sông không được đánh giá (8.0-34.8 mg kg -1 ) và cao nhất trong đất ngập mặn biển (31.9- 43,9 mg kg

-1 , Bảng 2 )

Tuổi thạch radiocarbon thông thường trung bình của các mẫu từ cửa sông chưa được phân loại là

350 ± 315 năm BP (UE2: 633 ± 30 năm BP, UE3: 406 ± 23 năm BP, UE4: 10 ± 25 năm BP), trong khi tuổi trung bình chưa được đánh giá trung bình là 69 ± 110 năm BP (UM1: 231 ± 25 năm BP, UM2: gần đây, UM3: 46 ± 2 năm BP, UM4: gần đây)

Đi đến:

Thảo luận

Sự khác biệt rõ rệt giữa trữ lượng SOC biển và cửa sông là tốt so với các nghiên cứu khác ở quy

mô nhỏ hơn Kauffman et al ( 2011 ) tìm thấy đất ngập mặn ven biển theo định hướng biển (UM3, UM4) để chứa 354-377 Mg ha -1 m -1 , đất ngập mặn biển nội địa (xem UM2) 380-424 Mg

ha -1 m -1 , và đất rừng ngập mặn trên đất liền (xem UM1) 480-503 Mg ha -1 m -1 Fujimoto et

al ( 1999 ) đã tìm thấy các kho SOC ở 544-682 Mg ha -1 m -1 trong một rừng ngập mặn biển Micronesian, cũng phù hợp với các quan sát của chúng ta Donato và cộng sự ( 2012 ) đã báo cáo trữ lượng SOC ở rừng ngập mặn biển tại các hòn đảo Yap và Palau khoảng 465 Mg ha -1 m -1 trong

cả hai trường hợp Một nghiên cứu khác của các tác giả nghiên cứu về rừng ngập mặn ven sông

đã tìm thấy các trữ lượng SOC từ 1000 đến 1200 Mg ha -1 dựa trên mẫu có độ sâu 3 m, tương đương 330-400 Mg ha -1 m -1 đối với mẫu đất đầu tiên Donato và cộng sự, 2011 ) Murdiyarso và cộng sự ( 2015 ) cho thấy trữ lượng SOC cao ở mức 1083 Mg ha -1 dựa trên độ sâu đất 2 m ở rừng ngập mặn Indonesia Điều này tương đương 542 Mg ha -1 m -1 , một mức độ mà chúng ta quan sát thấy đối với đất ngập mặn biển Trái với điều này, trữ lượng SOC của rừng ngập mặn Sundarban (loại cửa sông) ước tính tương đối thấp với 38-87 Mg ha -1 m -1 dựa trên chiều sâu lấy mẫu 30 cm (Ray và cộng sự, 2011 ) Về các yếu tố kiểm soát duy nhất của các cổ phiếu SOC, cần phải lưu ý rằng đất rừng ven sông và ven biển có nhiều mật độ và mật độ lưu trữ khác nhau Đất ngập mặn sông ngòi có mật độ khối lượng lớn gấp 4 lần so với đất ngập mặn biển (0,33-0,80 g cm -3 và 0,18-0,27 g cm -3 ), trong khi nồng độ cácbon trong đất cao gấp 25 lần các loại đất của rừng ngập mặn biển (từ 11 đến 85 mg SOCg -1 và từ 170 đến 260 mg SOCg -1 ) Thực tế là rừng ngập mặn

biển cho thấy trữ lượng SOC cao hơn mặc dù mật độ đất thấp ở mức thấp khiến mật độ OC là yếu

tố kiểm soát nổi bật nhất Chúng ta có thể kết luận rằng dữ liệu của chúng tôi về trữ lượng SOC của rừng ngập mặn phù hợp với các dữ liệu đã công bố trước đây cho thấy một loạt các trữ lượng SOC cao cho rừng ngập mặn biển và trữ lượng SOC thấp hơn đối với rừng ngập mặn cửa

sông Liên quan đến sự so sánh của chúng, chúng tôi đề nghị chuyển đổi sang độ sâu đất thống nhất (ví dụ: 1 m) vì dữ liệu thường được đề cập đến tổng chiều sâu của đất hoặc độ sâu lấy mẫu tối đa

Xét đến rừng ngập mặn bị suy thoái, đã có thông báo về mâu thuẫn liệu suy thoái có ảnh hưởng đến SOC hay không Sanders et al ( 2014 ) tìm thấy sự lắng đọng của chất hữu cơ không phải là cây con trong rừng ngập mặn bị suy thoái và do đó cho thấy sự tích tụ chất hữu cơ cao hơn ở rừng ngập mặn bị suy thoái, mặc dù không thảo luận về vai trò của một vùng sâu trong đất đã bị suy thoái, tạo ra sự xói mòn cao, Một cuộc điều tra về rừng ngập mặn ở Caribê cho thấy không có

sự khác biệt về tỷ lệ trầm tích nhưng hàm lượng SOC cao hơn trong rừng ngập mặn không phân huỷ (Granek và Ruttenberg 2008 ) Theo kết quả nghiên cứu này, chúng tôi quan sát thấy các kho

dự trữ SOC nhỏ nhất của tất cả các ô mẫu dưới rừng ngập mặn bị suy thoái, kết luận rằng suy thoái đã giảm tác động đến các trữ lượng SOC của rừng ngập mặn

Liên quan đến các loài SOC khác nhau giữa rừng ngập mặn biển và cửa sông, có vẻ như đất của đất biển đã trôi dạt trong một thời gian dài hơn, trong khi đất cửa sông đang bị phân tán và bị ăn mòn Tuy nhiên, dữ liệu sẵn có về độ tuổi của cácbon radiocarbon cho thấy đất biển chưa bị phân huỷ còn nhỏ hơn đất cửa sông chưa được phân loại Ngoài những khác biệt rõ rệt về trữ lượng SOC giữa các loại rừng ngập mặn khác nhau, sự chênh lệch giữa các loại rừng ngập mặn trên đất SOC với các loại rừng ngập mặn và rừng ngập mặn ven biển đã được quan sát cho thấy các nhân

tố kiểm soát bổ sung của trữ lượng SOC (Hình 3, 4 4 )

Để hiểu được các nguyên nhân gây ra biogeochemical về sự hình thành của SOC, việc giải quyết

sự tương tác giữa các gradient hạn chế chất dinh dưỡng dọc theo các hệ thống và sự phân hủy của chất hữu cơ là rất quan trọng Một gradient độ mặn có thể được loại trừ để kiểm soát SOC các cổ phiếu trong trường hợp của chúng tôi, vì sự mặn tạo thành hai cụm độc lập và không có tương quan với SOC Sự tiếp xúc và thoát nước khác nhau cũng có thể ảnh hưởng đến sự phát triển của

rễ và do đó hình thành OM Tuy nhiên, vì dải triều ở UM với trữ lượng OC lớn nhất là trung gian

và có thể so sánh với dải triều ở khu vực rừng ngập mặn với trữ lượng SOC cao nhất và thấp nhất (UM và DE), biến này không thể giải thích được các trữ lượng OC khác nhau

Do các loại cây ngập mặn được biết đến là có hiệu quả đặc biệt trong việc hấp thụ các chất dinh dưỡng từ lá trước khi rơi rụng (Rao và cộng sự, 1994 , Hörtensteiner và Feller 2002 ), tỉ lệ C / N cao cho sự xâm nhập của đất Chúng tôi tìm thấy tỉ lệ C / N của lá tươi lên tới 81 và có gốc tươi

là 143 để hỗ trợ phát hiện này (Bảng 3 ) Như vậy, tỷ lệ C / N tương đối cao trong đất ngập mặn

là kết quả Thật vậy, nó đã được hiển thị trong một thí nghiệm litterbag với kích thước lưới 1 mm2 bởi Bosire et al ( 2005 ) rằng mùn chà là rừng ngập mặn được phân hủy bởi mesofauna trong vài tuần đầu tiên, dẫn đến tỷ lệ C / N ổn định khoảng 40, điều này vẫn cho thấy sự phân hủy của vi khuẩn Điều này cũng tương tự như tỷ lệ C / N quan sát được đối với đồng hồ trên cùng của đất ngập mặn biển trong nghiên cứu này, nhưng cao hơn nhiều so với các đối tượng cửa sông (Hình 5 A) Vì vậy, có thể kết luận rằng chất lượng rác thải là một yếu tố kiểm soát của các cổ phiếu SOC Khả năng phân hủy thấp của lứa đẻ gây ra hạn chế N bổ sung cho rừng ngập mặn biển, có thể được khắc phục bằng sự cố định N 2 qua trung gian cộng sinh, một phương pháp sử dụng nhiều năng lượng để thích ứng với các hạn chế N cụ thể (Sengupta và Chaudhuri 1991 ; Holguin et al., Bashan and Holguin2002 , Reef và cộng sự, 2010 ) Số liệu của chúng tôi cho thấy rằng con đường bổ sung này của đầu vào N đặc biệt được sử dụng bởi rừng ngập mặn biển và chỉ

ở mức độ thấp hơn do rừng ngập mặn cửa sông Thứ nhất, sự gia tăng tỷ lệ C / N với độ sâu của đất đối với rừng ngập mặn biển (UM1, Hình 5 A) có thể là một dấu hiệu cho nguồn N bổ sung tại

bề mặt đất bên cạnh vật chất hữu cơ Thứ hai, δ 15 N giá trị của đất ngập mặn biển (UM 1-4, Hình 5 C) gần 0 ‰, do đó rất gần với δ 15 N tỷ lệ không khí, đó là một gợi ý mạnh mẽ để thống trị

N 2 cố định ( Fogel và cộng sự, 2008 ) Ngược lại với điều này, đất ngập mặn của rừng ngập mặn

biểu hiện rõ ràng các giá trị δ 15 N, cho thấy rằng các quá trình thu được N chiếm phần lớn phân lập đồng vị mạnh hơn sự cố định N 2 (DE 1-4, UE 1-4, Hình 5 C) Do đó, cần phải tính đến việc tái sử dụng thâm canh N hoặc các nguồn bổ sung N như cây con nonmangrove với tỷ lệ C / N nhỏ hơn hoặc vận chuyển cửa sông N từ nội địa để giải thích sự phân giải cao của OC trong đất ngập mặn của rừng ngập mặn Trên thực tế, chúng tôi quan sát thấy tỷ lệ C / N cây thấp nhất

khoảng 19 ( Derris trifoliata và Acanthus ilicifolius , Bảng 3 ) tại lô với trữ lượng SOC nhỏ nhất trong số các địa điểm nghiên cứu, nơi một cộng đồng thực vật tiên phong tinh khiết thay thế thực vật rừng ngập mặn , Hình 3,, 5A) 5 A) Điều này, trong bối cảnh các cổ phiếu SOC nói chung ở toàn bộ cửa sông bị suy thoái (DE), cho thấy sự suy thoái rừng ngập mặn gây ra sự cạn kiệt nguồn nước biển dâng bằng cách đẩy nhanh tỷ lệ luân chuyển của SOC bằng cách cung cấp các nguồn chất hữu cơ thay thế với tỷ lệ C / N nhỏ hơn thông qua sự thay đổi cộng đồng trong thảm thực vật

Tuy nhiên, những khác biệt trong thành phần cộng đồng không phải là lý do duy nhất đối với cổ phiếu SOC nhỏ trong rừng ngập mặn cửa sông, cũng như các rừng ngập mặn cửa sông

undegraded (UE 2-4) cho thấy nói chung là cổ phiếu SOC nhỏ mà đang giảm dọc theo độ dốc đất đối biển (Hình 3 ) Điều này có thể do ảnh hưởng của các nguồn chất hữu cơ từ nội địa đến cửa

sông đất ngập mặn, như được chỉ ra bởi δ 13 giá trị C của các lô tương ứng Trong khi đất ngập

mặn biển (UM 1-4) cho thấy tương đối thống nhất δ 13 giá trị C khoảng -28 ‰, mà là tương tự như các chất hữu cơ trong lành của rừng ngập mặn phát triển ở đó và chỉ ra thêm doanh thu thấp hơn của vật chất hữu cơ (Bảng 3 ), các δ 13 giá trị C của đất cửa sông ngập mặn trải rộng trên một phạm vi rộng lớn hơn và khác nhau để các nguồn đầu vào địa phương (Hình 5 B, Bảng 3 ) Một chất dinh dưỡng thực vật quan trọng bên cạnh N là P, mà ứng xử trái với N trong nghiên cứu của chúng tôi So với các loại đất ngập mặn cửa sông, đất biển triển lãm nồng độ cao hơn của nước chiết, do đó, nhà máy-sẵn P hữu vấn đề chính nó là khó xảy ra như là nguồn gốc của P nước chiết, như không có sự tương quan giữa tổng P và P nước chiết của đất quan sát (Hình 6 ) Điều này cho thấy nước biển là nguồn chính cho P nước chiết trong trường hợp của rừng ngập mặn biển Dữ liệu có sẵn cho các báo cáo Biển Molucca PO 4 nồng độ khoảng 3,4 mg m -3 (Reid

và Mantyla 1994) Chúng tôi giả định nồng độ thấp này là đủ, bởi vì rừng ngập mặn thường xuyên cung cấp với nước biển trong lành bởi thủy triều ban ngày Nó được biết đến như rõ rằng cột nước của embayments ven biển cạn nắm giữ lên đến phần hai mươi của các cổ phiếu P của sinh khối đứng của rừng ngập mặn liền kề (Eyre và McKee 2002 ), được có khả năng xâm nhập vào đất ngập mặn biển qua các đầu vào ban ngày của nước biển trong lành bởi thủy triều

Hình 6

Nước chiết P so với tổng số P của đất ngập mặn từ tất cả các trạm Một tương quan nghèo của cả hai thông số cho thấy một nguồn P khác hơn so với đất riêng của mình

Trong trường hợp của rừng ngập mặn cửa sông, nơi cung cấp P từ biển đang giảm dần như được chỉ ra bởi P nước chiết nhỏ (Hình 5 D), các vùng nội địa có thể được loại trừ khả năng như một