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中国海藻养殖的碳汇及环境效益分析

花匠小妙招
2024-11-08 22:10

自第一次工业革命以来, 人类工业活动和能源消耗导致了大量温室气体排放, 尤其是二氧化碳(CO2)排放, 使全球变暖等环境问题日益严重, 成为人类社会可持续发展面临的最紧迫挑战之一[1]。近年来, 我国积极应对气候变化, 认真履行国际公约, 承诺将提高国家自主贡献力度, 力争 2030年前实现碳达峰, 2060 年前实现碳中和目标。海洋是地球上最大的碳汇, 大气中约55%的CO2被海洋生态系统固定, 其在调节全球气候变化中发挥着重要作用[2-3]。渔业碳汇是指通过渔业生产活动促进水生生物吸收或利用水体中的 CO2等温室气体, 并通过收获把这些已经转化为生物产品的碳移出水体或通过生物沉积作用将其沉降于水底的过程和机制[4]。近些年来, 人们对“渔业碳汇”有了更深入的认识。除了可移出的碳汇研究外, 微生物驱动形成的海水溶解有机碳库、惰性溶解有机碳库以及碳沉积等也是“渔业碳汇”的重要组成部分[4-5]。

大型藻类主要分布在各大陆的近岸区域, 特别是岩石海岸[6], 是海洋动物的避难所、栖息地和食物来源, 维持着沿海生态系统的平衡。此外, 它们也被用作食品、化工、制药和生物燃料行业的原材料[7]。大型藻类可以通过光合作用吸收海水中的溶解无机碳(DIC)和CO2, 并将其转化成溶解有机碳(DOC)或颗粒有机碳(POC), 生成的POC和DOC再通过生物泵和海洋微型生物碳泵等机制发挥碳汇功能, 从而进一步实现海洋温室气体负排放。有研究表明, 地球上90%的光合作用由海洋藻类完成, 并且大型海藻固碳能力比海洋浮游植物大得多[5]。目前, 大型藻类形成的碳汇分为可移出碳汇和通过生物泵以及海洋微型生物碳泵等机制所产生的碳汇[5-8]。前者是指海藻通过光合作用固定在体内的碳, 此类碳可从水中去除, 在海洋中的储存时间小于100年, 为短期碳汇; 后者是指海藻在生长过程中产生的大量有机碳, 如DOC、惰性溶解有机碳 (RDOC)和POC等, 其可在海底沉积或被输送到深海, 在海洋中的储存时间大于100年, 为长期碳汇[9]。国内外许多学者对海水养殖环境固碳潜力进行了评估, 但多聚焦在大型藻类的可移出碳汇。已有报道表明, 全球大陆架中大型藻类每年可固定7亿t(C)[10]。Gao等[11]通过《中国渔业统计年鉴》的统计数据进行估算, 2015—2019年中国养殖海藻每年去除碳6.06×105 t, 去除氮7.06×104 t, 去除磷8.52×103 t, 产生氧2.53×106 t。此外, 基于海藻养殖在海水养殖固碳中的重要作用, 近年来大型海藻养殖作为一种“负排放技术”倍受研究者关注。中国作为全球海藻养殖大国, 目前对于海藻固碳的相关研究却十分有限, 固碳潜力尚未明确, 因此, 迫切需要开展有关大型海藻碳汇的深入研究。

基于此, 本文以中国沿海省份海藻养殖碳汇为研究对象, 根据2001—2023年《中国渔业统计年鉴》[12]的海藻养殖产量以及面积的统计数据, 评估了中国主要沿海省份海藻养殖的长期碳汇量、短期碳汇量以及总碳汇量, 并对其碳汇能力、氮磷修复能力等环境效益进行了评价; 同时量化了7种主要海藻种类实现碳中和的潜力; 并利用时间相关模型, 预测了海藻碳汇未来的变化趋势。本研究结果可以为量化我国海藻碳汇能力、评估海藻环境效益和减缓气候变化的潜在作用提供数据支持, 为预测中国海藻养殖碳汇趋势提供理论依据。

1. 材料与方法

1.1 数据来源

2000—2022 年中国沿海省份海水养殖藻类产量及面积数据来自《中国渔业统计年鉴》(2001—2023年), 《中国渔业统计年鉴》中的数据只涉及人工养殖海藻, 其产量数据均为干重[12]。《中国渔业统计年鉴》中统计的我国海藻养殖种类分别为海带(Saccharina japonica)、裙带菜(Undaria pinnatifida)、紫菜(Pyropia)、江蓠(Gracilariopsis lemaneiformis)、麒麟菜(Eucheuma)、羊硒菜(Sargassum fusifarme)和苔菜(Ulva prolifera)等[12]。不同海藻种类碳(C)含量、氮(N)含量和磷(P)含量见表1。本研究中涉及的我国沿海9省包括: 辽宁、河北、山东、江苏、浙江、福建、广东、广西和海南, 不包括中国香港、中国台湾和中国澳门。由于上海、天津等沿海城市海藻养殖量较少, 与其他省份差距较大, 碳汇数据为零; 本研究中海洋经济圈的划分依据“十四五”规划《纲要》, 将我国海域划分为北部、东部和南部海洋经济圈。北部海洋经济圈是由辽东半岛、渤海湾和山东半岛沿岸地区所组成的经济区域, 主要包括辽宁、河北、天津和山东的海域与陆域; 东部海洋经济圈是由长江三角洲沿岸地区所组成的经济区域, 主要包括江苏、上海和浙江的海域与陆域; 南部海洋经济圈是由福建、珠江口及其两翼、北部湾、海南岛沿岸地区所组成的经济区域, 主要包括福建、广东、广西和海南的海域与陆域[18]。

表 1 不同种类海藻碳含量、氮含量和磷含量[11,13-17]

Table 1. Contents of carbon, nitrogen and phosphorus of different seaweeds[11,13-17]

%　物种
Species 碳含量
Carbon content 氮含量
Nitrogen content 磷含量
Phosphorus content 海带
Saccharina japonica 31.20 3.07 0.43 裙带菜
Undaria pinnatifida 26.40 3.80 0.26 紫菜
Pyropia 27.39 4.87 0.62 江蓠
Gracilariopsis lemaneiformis 28.40 4.04 0.29 麒麟菜
Eucheuma 27.76 0.66 0.31 羊硒菜
Sargassum fusifarme 36.70 1.51 0.21 苔菜
Ulva prolifera 32.60 3.35 0.58 1.2 碳汇计算方法

将长期(>100年)可以储存在海洋中的碳定义为长期碳汇, 将短期(<100年)可以储存在海洋中的碳定义为短期碳汇[9]。大型海藻养殖的碳汇包括长期碳汇和短期碳汇, 其中: 大型海藻养殖的短期碳汇主要为“可移出碳汇”, “可移出碳汇”为海藻能通过光合作用固定的海水中的DIC, 将其转化为藻体中的有机碳, 藻体随着渔业收获活动被移出水体而形成碳汇; 大型海藻养殖的长期碳汇为埋藏在藻床、陆架和沉降扩散至深海中的POC和RDOC所形成的碳汇[9,19]。

大型海藻养殖短期碳汇(Ch)的计算公式如下:

式中: Ci为海藻i的碳含量(表1), %; Pi为海藻i的产量, t。

大型海藻养殖长期碳汇(Cs)的计算方法参考Gao等[11]的研究, 其计算公式如下:

Cs=POCb1+POCb2+POCe+RDOC (2)

式中: POCb1为埋藏在藻床中的POC, t; POCb2为埋藏在陆架上的POC, t; POCe为沉降扩散至深海的POC, t; RDOC为惰性溶解有机碳, t; NPP为净初级生产力, t; POCh为收获的POC, t; POCl为由于再矿化损失的POC, t; DOCe为海藻排出的DOC, t。根据现有研究结果[2,20-22], POCb1、POCb2和POCe与NPP的比值分别为0.004、0.009和0.023, RDOC与DOCe的比值为0.562, POCh与POCl的比值为0.622, DOCe与NPP的比值为0.233。根据这些比值可以计算出POCh与NPP的比值为0.294, Cs与POCh的比值为0.568。但是, 不同海藻种类也会有不同的比值, 本研究选用结果为平均估计值。

海水藻类养殖总碳汇量(Ct)可表示为:

1.3 海藻养殖的氮磷移除

不同海藻种类氮含量和磷含量存在一定差异。本研究采用2001—2023年《中国渔业统计年鉴》的平均海藻年产量数据[12], 结合不同海藻种类氮含量和磷含量以及养殖面积, 计算沿海水域氮和磷的去除量和去除率。氮和磷的计算方法相同, 此处以N为例, 其计算公式如下:

式中: RAi为海藻i去除氮量, t; Ni为海藻i的氮含量(表1), %; RCi为海藻i的氮去除效率, t·hm−2; Ai为海藻i的养殖面积, hm2。

1.4 氧气释放

海藻养殖释放的氧气量根据光合作用方程计算:

6CO2+6H2O→C6H12O6+6O2 (7)

每固定1 t碳会产生2.67 t O2[11]。这里涉及的碳指的是总碳汇量。

1.5 实现“碳中和”目标不同海藻种类所需养殖面积计算

不同海藻种类实现“碳中和”目标所需面积(ACi)计算公式如下:

式中: CSi为海藻i的固碳能力[同式(2)中的Cs], t; Tc为到2060年实现中国“碳中和”目标每年需要中和的CO2量, t; 本文选取每年需要中和CO2 2.5亿t[23]。

1.6 碳、氮、磷以及氧气释放的环境价值评价

养殖海藻的碳环境价值(EVC)估算公式如下:

EVC=[∑ni(Pi×Ci)1−α−β]×3.67×PC (9)

式中: EVC为海藻碳汇价值, ¥; 3.67为固定1 t碳减少的CO2排放量, t·t−1; PC为减少CO2排放的成本, 其价值为462.72 ¥·t−1 [24], 美元与人民币的汇率为1 $=7.23 ¥ (汇率时间为2024年4月11日); α、β分别为DOC和POC占光合碳汇的比例, 分别为5%和19%[25-26]。

海藻去除氮和磷的生态价值计算公式为:

EVN=∑ni(Pi×Ni)×PN+∑ni(Pi×Hi)×PP (10)

式中: EVN为海藻去除氮和磷的环境价值, ¥; Hi为海藻i的磷含量, %; PN为去除单位质量氮的环境价值, 72.59 ¥·kg−1 [27]; PP为去除单位质量磷的环境价值, 660.82 ¥·kg−1 [27]。

VOR=(Cs+Ch)×2.67×62.02×7.23 (11)

式中: VOR为海藻的氧气释放价值, ¥; 2.67为固定1 t碳产生的O2, t·t−1 [11]; 62.02为释放单位质量氧气的价值, $·t−1 [28], 美元与人民币的汇率为1 $=7.23 ¥ (汇率时间为2024年4月11日)。

2. 结果与分析

2.1 中国沿海省份海藻养殖现状

图1为2000—2022年中国海藻产量及面积的变化趋势图。2000—2022年中国沿海9个省份海藻养殖年平均产量为18.2×105 t·a−1, 年平均养殖面积为11.1×104 hm2。在过去的23年中, 中国海藻养殖产量稳步上升, 仅在2007—2009年间出现短暂下滑现象。2000—2022年中国海藻养殖产量从12.0×105 t增加到27.1×105 t, 中国养殖海藻产量和养殖面积均增加了一倍多。自2017年起, 我国海藻养殖面积有所下降, 但海藻产量整体依然上升。可能的原因是: 1)近年来, 随着海藻养殖产业扩张, 养殖密度不断增大, 导致养殖海藻产量和品质下降; 2)近岸环境治理和其他产业发展, 进一步压缩了海藻近岸养殖的发展空间, 海藻养殖向离岸深水区发展的趋势日渐凸显[13]。

图 1 2000—2022年中国海藻养殖面积及年产量

Figure 1. China’s seaweed cultivation area and annual production from 2000 to 2022

中国主要养殖的海藻种类有海带、紫菜、江蓠、裙带菜、麒麟菜、羊硒菜和苔菜, 其中年平均养殖产量最高的是海带, 年平均养殖面积最高的是紫菜。(图2)。2000—2022年中国不同种类海藻养殖平均产量由高到低顺序为: 海带(111.65×104 t·a−1)>江蓠(19.93×104 t·a−1)>裙带菜(15.48×104 t·a−1)>紫菜(12.20×104 t·a−1)>羊硒菜(1.47×104 t·a−1)>麒麟菜(0.52×104 t·a−1)>苔菜(0.04×104 t·a−1); 不同种类海藻平均养殖面积由高到低顺序为: 紫菜(5.22×104 hm2·a−1)>海带(3.93×104 hm2·a−1)>江蓠(0.69×104 hm2·a−1)>裙带菜(0.63×104 hm2·a−1)>羊硒菜(0.13×104 hm2·a−1)>麒麟菜(0.05×104 hm2·a−1)>苔菜(0.01×104 hm2·a−1)。此外, 2000—2022年中国主要海藻养殖种类海带、江蓠、裙带菜、紫菜、羊硒菜、麒麟菜和苔菜的平均产量占所有海藻养殖总产量的比例分别为61.20%、10.92%、8.48%、6.69%、0.80%、0.29%和0.02%; 紫菜、海带、江蓠、裙带菜、羊硒菜、麒麟菜和苔菜的平均养殖面积占所有海藻养殖总面积的比例分别为47.17%、35.47%、6.21%、5.68%、1.17%、0.42%和0.07%。

图 2 2000—2022年中国主要养殖海藻种类的产量和养殖面积

《中国渔业统计年鉴》的海藻种类包括文中提到的7种海藻以及其他, 但是年鉴中并未对其他的具体种类进行标注。The seaweed species in the China Fishery Statistical Yearbook includes seven seaweeds and others mentioned in the article, while specific species of others are not marked in the yearbook.

Figure 2. Production and area of the main seaweed cultivation species in China from 2000 to 2022

2000—2022年间, 中国养殖的特定海藻种类中, 海带年产量保持上升趋势, 且每年都排在第一位。江蓠年产量快速增长, 2003年以后, 正式超过裙带菜年产量, 成为第二大海藻养殖种类。与海带、裙带菜、紫菜和江蓠相比, 麒麟菜、苔菜和羊硒菜年产量很少。2008—2022年间紫菜正式超过海带年产量, 成为养殖面积最大的海藻, 但其产量与面积不成正比, 远低于海带产量。

2.2 海藻养殖的碳汇量 2.2.1 沿海省份碳汇量

2000—2022年间, 中国海藻养殖长期碳汇量从1.55×105 t(C)增加到4.10×105 t(C), 平均年碳汇量达2.70×105 t(C) (图3), 其中福建最高, 山东和辽宁次之, 三省对中国海藻养殖总长期碳汇量贡献为91.51% (图4)。2000—2022年间, 中国海藻养殖短期碳汇量从2.72×105 t(C)增加到7.22×105 t (C), 年平均碳汇量达4.75×105 t(C)·a−1 (图3), 其中福建、山东和辽宁省海藻养殖碳汇居前三位, 三省对中国海藻养殖短期总碳汇量贡献为91.56% (图4)。总的来说, 中国海水养殖海藻碳汇能力正在稳步上升。近23年来, 中国海藻养殖总碳汇量变化范围为4.15×105~11.97×105 t(C), 海藻养殖23年间累积贡献171.36×105 t(C)总碳汇量, 相当于减排628.32×105 t(CO2), 海藻养殖23年间累积贡献了62.10×105 t(C)长期碳汇量, 相当于减排227.70×105 t(CO2), 海藻养殖23年间累积贡献109.26×105 t(C)短期碳汇量, 相当于减排400.62×105 t(CO2)。

图 3 2000—2022年中国海水养殖海藻碳汇量变化

Figure 3. Changes in carbon sink of seaweed cultivation in China from 2000 to 2022

图 4 2000—2022年中国沿海9省海水养殖海藻碳汇量变化

Figure 4. Changes in carbon sink of seaweed cultivation in 9 coastal provinces of China from 2000 to 2022

图5为中国各地区多年海藻养殖平均碳汇量。从总碳汇、长期碳汇和短期碳汇3方面来看, 福建海藻养殖年平均碳汇均高于其他地区, 2000—2022年间福建海藻养殖3种碳汇变化范围为0.53×105~5.75×105 t(C), 峰值出现在2022年, 福建主要海藻养殖种类为海带和江蓠; 其次是山东, 该省平均碳汇量约占全国海水养殖碳汇的27%, 山东海藻养殖3种碳汇量变化范围为0.42×105~3.15×105 t(C), 在2014年达到峰值, 山东主要养殖种类为海带; 再次是辽宁, 该省平均碳汇量约占全国海水养殖碳汇的20%; 广西和河北平均碳汇量处于低位。9省短期碳汇量平均值均远高于长期碳汇平均值, 除苔菜外, 9省其余海藻种类多年平均短期碳汇量均高于多年平均长期碳汇量。

图 5 中国沿海9省多年平均(2000—2022年)海藻养殖总碳汇、长期碳汇和短期碳汇

Figure 5. Multi-year (2000–2022) average total carbon sink, long-term carbon sink and short-term carbon sink of seaweed cultivation in nine coastal provinces of China

2.2.2 海洋经济圈碳汇量

图6为我国三大海洋经济圈“十五”时期至“十四五”时期海藻养殖碳汇变化趋势。中国海藻养殖长期碳汇、短期碳汇与总碳汇变化趋势一致, 碳汇能力持续增长, 区域差异较大。从总碳汇、长期碳汇和短期碳汇来看, 碳汇增加最多的海洋经济圈是南部海洋经济圈, 主要海藻养殖种类为海带和江蓠, “十四五”时期的年平均碳汇量约为“十五”时期的3倍; 碳汇增加最多的省份是福建; 北部海洋经济圈海藻养殖年均碳汇量在全国的占比均在46.85%以上, 而东部海洋经济圈海藻养殖年均碳汇量占比仅为5.05%左右; 尽管东部地区各类碳汇量都远低于北部和南部, 但其增长率在近两个“五年规划”最为迅猛, “十三五”较“十二五”期间, 总碳汇、长期碳汇和短期碳汇增长率分别高达75.41%、73.73%和76.38%; “十二五”时期和“十三五”时期中国海藻养殖3种碳汇量实现大幅增长, 增长率变化范围分别为38.71%~38.93%和33.25%~33.30%; 整体上中国南部和东部海洋经济圈海藻养殖政策优化扶持效果较优, 碳汇量稳步提升, 北部经济圈近年出现下滑。

图 6 中国不同海洋经济圈海藻养殖总碳汇、长期碳汇和短期碳汇

Figure 6. Total carbon sink, long-term carbon sink and short-term carbon sink of seaweed cultivation in different marine economic circles in China

2.3 海藻碳去除能力

2000—2022年间, 我国主要养殖的海藻种类中海带长期碳汇除碳效率最高(表2), 海藻长期碳汇除碳效率顺序为: 海带>江蓠>苔菜>裙带菜>羊硒菜>麒麟菜>紫菜。海藻短期碳汇除碳效率顺序为: 海带>江蓠>裙带菜>羊硒菜>麒麟菜>苔菜>紫菜。海藻总碳汇除碳效率排序为: 海带>江蓠>裙带菜>羊硒菜>苔菜>麒麟菜>紫菜。

表 2 7种养殖海藻的固碳能力及其实现碳中和所需面积

Table 2. Carbon sequestration capacity of seven cultured seaweeds and their required areas to achieve carbon neutrality

物种
Species 长期碳汇
Long-term carbon sink
[×104 t(C)·a−1] 短期碳汇
Short-term carbon sink
[×104 t(C)·a−1] 总碳汇
Total carbon sink
[×104
t(C)·a−1] 除碳效率
Removal carbon efficiency
(t·hm−2·a−1) 净生产力
Net photosynthetic productivity
[×104 g(C)·m−2·a−1] 释氧
Oxygen
release
(×104 t·a−1) 所需面积
Required area
(×107 hm2) 长期碳汇
Long-term carbon sink
短期碳汇
Short-term carbon sink 总碳汇
Total carbon sink 长期碳汇
Long-term carbon sink 短期碳汇
Short-term carbon sink 总碳汇
Total carbon sink 海带
Laminaria japonica
19.59 34.49 54.09 4.99 8.78 13.77 0.30 144.41 1.14 0.65 0.41 裙带菜
Undaria pinnatifida Suringar 2.32 4.09 6.41 3.69 6.50 10.19 0.20 17.11 1.59 0.91 0.58 紫菜
Pyropia 1.90 3.34 5.24 0.36 0.64 1.00 0.02 13.99 1.49 8.46 5.39 江蓠
Gracilaria lemaneiformis 2.77 4.89 7.67 4.04 7.10 11.14 0.19 20.44 1.30 0.74 0.47 麒麟菜
Eucheuma spp. 0.08 0.14 0.23 1.78 3.13 4.90 0.11 0.61 2.38 1.35 0.86 羊硒菜
Hizikia fusifarme 0.31 0.54 0.84 2.36 4.16 6.52 0.15 2.25 1.63 0.93 0.59 苔菜
Ulva prolifera 0.03 0.01 0.04 3.72 1.92 5.64 0.19 0.11 3.12 6.03 2.06

为了更好地反映通过海藻养殖实现碳中和的潜力, 碳中和所需面积采用近5年(2018—2022年)数据进行计算, 从而得到2060年中国实现碳中和所需的每种海藻种植面积。基于长期碳汇量计算时, 实现碳中和所需面积最小的为海带(1.14×107 hm2), 其次为江蓠(1.30×107 hm2), 碳中和所需面积最大的为苔菜(3.12×107 hm2)。基于短期碳汇量计算时, 实现碳中和所需面积最小的为海带(0.65×107 hm2), 实现碳中和所需面积最大的为紫菜(8.46×107 hm2)。当计算基于总碳汇量时, 实现碳中和所需面积则大幅降低(表2)。然而, 这些只是理论估算值, 海藻的生存、生长和繁殖受到许多环境因素的影响, 包括温度、盐度、营养供应、pH和CO2浓度等[29]。有研究对桑沟湾及其邻近地区的海带养殖区域进行了评价, 发现仅有23%的面积适宜进行海带养殖[30]。我国大陆岸线养殖大多为多营养层次的综合养殖, 实际适宜海藻养殖的区域远小于理论估计值。因此, 本研究估算实现碳中和所需海藻养殖面积为理论估计值, 仅从一定程度体现了不同藻类养殖在实现碳中和过程的作用, 若将此理论估计值应用到政策决策中, 还需要在其应用性和可实现性方面进行进一步的研究。

2.4 碳汇预测

采用线性拟合法对中国海藻养殖总碳汇、长期碳汇和短期碳汇变化趋势进行分析, 以评估我国海水藻类养殖业未来碳汇潜力(图7)。结果表明, 藻类总碳汇、长期碳汇和短期碳汇分别增长了0.36×105 t(C)·a−1、0.13×105 t(C)·a−1和0.23×105 t(C)·a−1, 中国承诺采取更加有效的政策措施, 力争CO2排放于2030年前达到峰值, 2060年前实现碳中和。假设未来几十年中国藻类养殖碳汇增长率保持稳定, 那么到2030年中国藻类总碳汇量将增长至14.22×105 t(C)·a−1, 较2019年增长25.52%。同期, 中国森林面积将达1.96×108 hm2, 碳汇能力为23.01×105 t(C)·a−1 [31], 这表明2030年中国藻类养殖碳汇相当于1.21×108 hm2森林固定的碳。

图 7 中国海藻养殖碳汇时间相关模型

Figure 7. Correlation model of carbon sequestration time in seaweed cultivation in China

2.5 海藻的氮磷生态修复能力

2000—2022年, 中国养殖海藻去除了大量氮和磷(表3)。不同类型海藻除氮量从大到小依次为: 海带>江蓠>紫菜>裙带菜>羊硒菜>麒麟菜>苔菜。不同类型海藻除磷量从大到小依次为: 海带>紫菜>江蓠>裙带菜>羊硒菜>麒麟菜>苔菜。海带对氮和磷的去除贡献最大, 分别为63.0%和72.9%; 江蓠对氮的去除贡献次之(14.8%), 对磷的去除贡献第三(8.8%); 紫菜对氮的去除贡献第三(10.9%), 对磷的去除贡献第二(11.5%); 裙带菜对氮和磷的去除贡献分别为10.8%和6.1%。在氮移除效率方面, 江蓠最高, 其次是裙带菜和海带, 麒麟菜最低。海带对磷的去除能力最强, 其次是江蓠和裙带菜。紫菜的除磷能力最低。因此, 为了改善近岸水质, 需要根据海藻种类、海水水质特点和当地气候环境条件进行海藻养殖空间规划。

表 3 7种养殖海藻的氮磷去除

Table 3. Nitrogen and phosphorus removal of 7 cultured seaweeds

物种
Species 氮去除
Nitrogen removal
(t·a−1) 磷去除
Phosphorus removal
(t·a−1) 氮去除效率
Nitrogen removal capacity
(t·hm−2·a−1) 磷去除效率
Phosphorus removal capacity
(t·hm−2·a−1) 海带 Laminaria japonica 34 278 4801 0.87 0.12 裙带菜 Undaria pinnatifida 5882 402 0.93 0.06 紫菜 Pyropia 5943 757 0.11 0.01 江蓠 Gracilaria lemaneiformis 8051 578 1.17 0.08 麒麟菜 Eucheuma spp. 34 16 0.07 0.03 羊硒菜 Hizikia fusifarme 221 31 0.17 0.02 苔菜 Ulva prolifera 15 3 0.20 0.04 2.6 海藻养殖的环境效益

图8列出了不同海藻碳汇价值、释氧价值和去除氮磷价值。2000—2022年中国沿海9省养殖海藻碳汇价值呈上升趋势, 碳汇价值从2000年的6.08亿元增长到2022年的14.29亿元, 其中海带年均碳汇价值占总碳汇价值的77.20%, 裙带菜占总碳汇价值的9.06%。各种海藻的总碳汇价值在2005年前后出现短暂峰值, 整体呈上升趋势, 在2021年达到顶峰, 国家提出的环境治理政策效果显著。2000—2022年中国沿海9省养殖海藻释氧价值也呈上升趋势, 从2000年的10.52亿元增长到2022年的29.92亿元, 其中海带年平均释氧价值占总释氧价值的69.22%, 江蓠年平均释氧价值占总释氧价值的12.35%, 裙带菜年平均释氧价值占总释氧价值的9.60%。23年间中国养殖海藻去除氮磷养分的生态价值呈上升趋势, 从2000年的45.78亿元增长到2022年的128.82亿元。海带是吸收氮和磷总量最多的大型海藻, 其年平均去除氮磷价值占总价值的68.17%, 其次是江蓠和裙带菜, 分别达11.64%和8.34%。近年来江蓠去除氮和磷的能力逐年提升, 裙带菜和紫菜去氮和磷的能力基本连年持平, 这种现象的原因可能与其养殖面积有关。此外, 2022年不同海藻的3种生态价值均有所降低(图7)。可能是因为海域环境退化威胁到了海洋渔业的可持续发展。随着旅游行业发展, 渔业发展空间被挤压。同时, 农业发展加速了沿海水域富营养化, 对沿海水域生态环境产生了负面影响[32], 这些因素可能是导致山东和辽宁等多省藻类养殖产量下降的原因。

图 8 中国主要养殖海藻的碳汇价值、释氧价值以及氮和磷的去除价值

Figure 8. Carbon sink value, oxygen release value and nitrogen and phosphorus removal value of main cultured seaweeds in China

3. 讨论

3.1 不同省份海藻养殖碳汇特征

从总碳汇量、长期碳汇量和短期碳汇量来看, 23年来只有福建海藻养殖碳汇量稳步上升(2007年除外); 辽宁、江苏、浙江和山东海藻养殖碳汇量波动较大, 但整体呈上升趋势; 海南海藻养殖碳汇量整体处于下降趋势。海南海藻养殖碳汇量持续下降可能是由于海南海洋经济一直以发展沿海旅游业为重点。随着海南国际旅游岛建设, 海南渔业用地逐渐减少, 渔业发展空间受到挤压。同时, 海南农业产业的发展加速了沿海水域富营养化, 对沿海水域生态环境产生了负面影响, 制约了农业产业可持续发展[13]。广东省碳汇量呈先增加后减少的趋势。此外, 河北和广西两地海藻养殖规模较小, 《中国渔业统计年鉴》中多年没有记录, 所以碳汇计为零[12]。

2000—2022年山东、福建和辽宁年平均总碳汇量分别占全国总碳汇量的27.3%、44.7%和19.5%, 而广西、海南和河北3省年平均碳汇量较低, 总和占比不到 0.8%。造成不同省份总碳汇量差异性的原因可能是养殖产量的差异。养殖产量对我国海水养殖碳汇能力起着主导作用[31], 碳汇量的计算以养殖产量为基础, 多个省份碳汇量与养殖产量存在正相关关系, 如福建、山东和辽宁等。这与现有研究结论基本一致, 藻类产量对藻类碳汇变化的贡献率达58%以上[33-34]。

另外, 海藻养殖结构和区域环境因素也会对海藻碳汇能力产生影响。海带是山东、福建和辽宁3个省份的主要养殖种类之一。与江蓠和裙带菜相比, 海带具有更高的碳汇系数。此外, 不同省份养殖方式与管理水平也不同, 这同样影响海藻的生长、发育及其碳汇能力。山东和辽宁仍主要采用传统的筏式养殖, 存在收获模式单一、机械化程度低、劳动强度大和劳动时间密集等问题, 导致利润空间不断受到挤压。与之相比, 福建海藻养殖具有精细化、规范化和机械化等特点, 但与发达国家相比, 仍需要优化产业结构和提升技术水平等[12]。目前, 我国近海仅在约0.3%的海域面积开展了大型海藻养殖, 大型海藻养殖业还有很大的发展空间[35]。基于当前研究结果, 未来中国各省应根据其海水藻类养殖条件因地制宜进行海藻养殖、综合改进养殖方式、管理水平和技术创新, 提升海藻生长效率和碳汇能力, 同时减少紫菜、麒麟菜和羊硒菜等碳封存效率较低的海藻养殖面积, 并增加海带、江蓠和裙带菜等碳封存效率较高的海藻养殖面积, 以提高海洋碳汇能力。

3.2 不同海洋经济圈海藻养殖碳汇特征

不同海洋经济圈海藻养殖碳汇表明, “十二五”时期我国海藻养殖碳汇量快速上升。这可能是因为“十二五”期间, 中国政府尤其重视“三农”工作, 对海洋渔业采取高投入政策, 2012年中国渔业基础设施建设投资近90亿元, 是2011年投入规模的近10倍。在加大海洋渔业固定资产投资、渔业柴油补贴、渔业资源保护补助等政策的鼓励下, 三大海洋经济圈海藻养殖规模增长迅速, 拉动了海洋渔业碳汇能力快速增长, 同时政策对不同省份和地区的影响效果差异较大[33]。进入“十三五”时期后, 国家大力推进渔业供给侧结构性改革, 加快渔业转方式、调结构, 促进渔业转型升级。中国海藻养殖碳汇能力增速较“十二五”时期放缓。当前正处于“十四五”时期, 海藻养殖碳汇量趋于稳定。《“十四五”全国渔业发展规划》提出, 到2025年, 渔业质量效益和竞争力将明显增强, 水产品供给能力更加稳定, 产业结构更趋合理。多个省市的“十四五”规划和2035年远景目标纲要围绕近海水产养殖进行规划, 如: 山东提出建设高水平“海上粮仓”的规划, 以生态优先、粮食安全和海洋渔业协调发展为主要任务, 合理利用海洋渔业资源, 建设稳定提供优质高效海洋食品的生产基地。此外, 山东省还提出了国家近海绿色养殖试验区、国家近海渔业基地和国家海洋牧场示范区的规划布局。海南省引导渔民“出海”, 支持近海网箱养殖以改善当前渔业现状[36]。

3.3 中国海藻养殖生态功能特征

海藻养殖具有多重生态功能, 本文仅以海藻养殖吸收水体CO2、释放O2和去除氮和磷等营养盐物质所产生的生态功能作为研究基础, 通过数据对比发现, 碳去除率最大的海藻养殖种类是海带, 其次是江蓠与裙带菜。Gao等[11]研究发现, 江蓠碳去除效率最高, 两个研究结果不同可能是因为所选取海藻碳含量值存在差异, 其中江蓠含碳量(30.99%)远远大于本研究(28.40%)。野生海藻的NPP较低, 在420~750 g(C)·m−2·a−1之间, 这可能与其生物量的季节性波动有关[20,37]。然而, 本研究发现, 养殖海藻通常具有比野生海藻更高的NPP。NPP较高的关键原因可能是本研究计算中包括了长期碳汇部分, 而以往报道中仅考虑短期碳汇。

本次研究中海藻养殖年均总碳汇量为0.75 Tg(C)·a−1, 远小于中国沿海湿地碳汇量5.85 Tg(C)·a−1 [9]。尽管目前海藻养殖碳汇能力远低于其他重要的蓝碳沿海湿地(红树林、海草和盐沼地区), 但是海藻养殖碳汇潜力巨大。由于人类活动频繁, 沿海生态系统遭受破坏, 导致沿海湿地每年减少3.4×105~9.8×105 hm2 [2], 同时沿海湿地类型的转变将导致储存在土壤碳库中的CO2重新释放。2000—2022年中国海藻产量增加了一倍以上。据估计, 到2030年, 海藻养殖碳汇潜力将达3.23~5.75 Tg(C)·a−1, 2050年将达4.69~8.43 Tg(C)·a−1 [9]。因此, 海藻在碳积累和封存中发挥着越来越重要的作用。

3.4 中国海藻养殖生态功能价值特征

早前学者们对海藻的生态服务价值, 尤其是碳汇价值进行了评价。多项研究表明, 2000—2012年中国人工养殖海藻碳汇量为2.66×105~5.15×105 t(C) [16,38-39]。2012年中国养殖海藻的碳汇价值可达8.32亿元[28]。2000—2012年, 中国养殖海藻年平均吸收氮和磷的生态价值为598.40亿元[40]。然而, 以往研究只是简单地估算了海藻的碳汇价值, 关于海藻综合评价的研究很少。因此, 对海藻生态系统服务功能价值进行系统评价, 有利于促进其生态功能的实现。沿海水体富营养化和资源枯竭已成为世界许多沿海地区面临的严重问题。海藻养殖业在我国沿海水域是一个非常重要的产业。本研究发现, 海藻养殖不仅带来了可观的环境效益, 还可以去除沿海水域氮和磷分别约为5.44×104 t(N)·a−1和0.66×104 t(P)·a−1, 固碳总量达7.45×105 t(C)·a−1, 向沿海水域释放氧1.99×106 t(O2)·a−1。据此估计, 2022年中国沿海海藻养殖的总环境效益约为173.03亿元, 平均环境效益为112.43亿元·a−1。早前有数据表明, 与陆地蔬菜种植相比, 养殖2.01×106 t海藻可节约化肥约2.93×104 t, 农药约1.87×103 t, 耕地约6.25×104 hm2 [32]。这些结果表明, 海藻养殖将导致富营养化的污染物转化为营养物, 并产生可观的环境效益和社会经济价值。然而, 海藻种类和沿海水质因地区而异, 因此有必要对影响沿海水质的海藻养殖场进行空间管理。在富营养化的沿海水域, 应种植更多具有高脱氮和脱磷能力的海藻种类。此外, 在进行空间管理之前, 还应考虑到海藻养殖可能带来的负面影响, 以确保海藻产业的健康发展。随着中国海藻生产的持续繁荣, 在推动海藻产业可持续发展的同时实现双赢, 既能获得可观的环境效益, 又能产生可观的社会经济回报。

4. 结论

4.1 结论

1) 中国海藻养殖2000—2022年间累积贡献171.36×105 t(C)总碳汇量, 相当于减排628.32×105 t(CO2), 海藻养殖累积贡献62.10×105 t(C)长期碳汇, 相当于减排227.70×105 t(CO2), 累积贡献109.26×105 t(C)短期碳汇, 相当于减排400.62×105 t(CO2)。中国海藻养殖年均总碳汇、长期碳汇量和短期碳汇分别为7.45×105 t(C)·a–1、2.70×105 t(C)·a–1和4.75×105 t(C)·a–1。从总碳汇、长期碳汇和短期碳汇3方面来看, 福建海藻养殖碳汇量最高, 山东和辽宁次之, 3省对中国海藻养殖总碳汇量贡献约为91.5%。就不同海洋经济圈来看, 南部海洋经济圈的碳汇增加最多, 主要海藻养殖种类为海带和江蓠, 与“十五”时期相比, “十四五”时期碳汇增加约2倍。

2)近海海藻养殖可以在实现中国“碳中和”目标中发挥重要作用, 海带和江蓠养殖作用最为主要。基于长期碳汇量计算时, 海带和江蓠实现碳中和所需面积分别为1.14×107 hm2和1.30×107 hm2。基于短期碳汇量计算时, 海带和江蓠实现中国碳中和所需面积分别为0.65×107 hm2和0.74×107 hm2。基于总碳汇量计算时, 海带和江蓠实现中国碳中和所需面积分别为0.41×107 hm2和0.47×107 hm2。

3)海带的碳去除效率和磷去除效率最高, 江蓠的氮去除效率最高。我国海藻养殖每年可以分别去除沿海水域氮和磷约5.44×104 t(N)和0.66×104 t(P), 固碳总量达7.45×105 t(C), 向沿海水域释放氧气1.99×106 t(O2)。海藻养殖生态环境价值从2000年的62.38亿元增长到了2022年的173.03亿元。年平均去除氮磷价值占总生态价值的73.86%, 说明去除氮磷价值是中国沿海省份海藻养殖的主要生态环境价值。

4)未来中国藻类养殖碳汇增长率保持稳定的情况下, 2030年中国沿海9省藻类总碳汇量将增长至14.22×105 t(C)。

4.2 研究局限性及对未来的建议

本研究选择了《中国渔业统计年鉴》中2000—2022年的7种海藻产量数据进行分析, 基于前人计算的海藻碳、氮和磷含量来估算7种海藻碳汇量和氮磷去除量, 但仍存在以下局限性: 1)不同海藻养殖种类的碳汇系数来源于文献, 虽然我们尽可能选取有代表性的数据, 但也不可避免地与实际情况存在一些偏差, 不同养殖条件和不同区域碳汇系数可能存在差异, 这也会影响碳汇估算结果; 2)本文只考虑了年鉴列出的7种主要养殖海藻, 并不覆盖所有海水养殖藻类, 因此实际海藻养殖碳汇量可能高于估算值; 3)利用NPP计算海藻长期碳汇时, 每种海藻采用固定的转换比率, 但这些比率为估计值, 不同海藻种类也会存在差异; 4)碳汇时间相关模型预测2030年中国沿海9省碳汇量将达到14.22×105 t(C), 此预测结果仅为估计值, 可能存在一定误差; 5)中国近海海藻养殖实现碳中和所需面积是一个理论估计值, 仅从一定程度体现不同海藻养殖在实现碳中和过程中的作用, 因为海藻养殖受到许多环境因素的影响, 其中包括温度、光照、水质、盐度、营养物质和O2含量等, 若将此理论估计值应用到政策决策中, 还需要在其应用性和可实现性方面进行进一步研究。

本研究表明, 海带和江蓠在碳汇、氧释放和养分(氮和磷)去除方面的价值最高。大规模养殖海带和江蓠是降低大气CO2浓度和减轻沿海水体富营养化的有效途径。因此, 应根据海藻生态功能特点来选择大规模养殖的海藻种类。选择海藻养殖地点时, 需要综合考虑物种、环境条件(包括温度、营养和水流等)以及社会经济因素。基因工程研究可以用来鉴定和培育更加适应夏季养殖环境的海藻种类, 因为夏季栽培期的延长可以显著提高海藻的年产量。中国和其他地区都需要改进近海养殖技术, 并认真评估物种选择、环境限制和养殖成本等因素, 以此确保海藻养殖的可持续性和经济效益。未来可通过扩大养殖空间、推广多层次综合养殖模式和海洋人工上升流等措施, 提高水产养殖的固碳和交换能力。