孟祥久（敦化林業(yè)局資源林政處，吉林 敦化 133714）

全球泥炭地大約占地球表面的3%，土壤存儲碳4.55×1 017～ 6.0×1 017g（Gorham，1991；Maltby et al，1993；Yu et al，2010)，占到全球陸地0～100 cm土壤深度有機碳儲 量（1.395×1018～ 1.576×1018g C）的 1/3（Post et al，1982；Eswaran et al，1993；Batjes，1996；Jobbág et al，2000)。 原始泥炭地經過數千年時間的發(fā)育和形成，其土壤包含部分植物殘體（大約10%泥炭干重)和大量水（90%），常常由于水淹和酸性的條件下 (Hooijer et al，2010)，原始泥炭地在水文學（Hydrology)、生態(tài)學（Ecology）和景觀形態(tài)學 (Landscape morphology）3個組成部分方面協(xié)調良好（Page et al，1999），一旦他們任何一個因素發(fā)生變化都將會導致泥炭積累率的改變。人為活動干擾迅速地改變景觀的結構與功能并主要影響泥炭地的水文條件（Arnold et al，2005a；Wsten et al，2006）。泥炭地排水將會導致有機質迅速氧化分解，隨后出現高的CO2排放通量而逐漸減少數千年積累的泥炭地碳儲 量（Turetsky et al，2006）。同時甲烷排放停止或者轉化為甲烷吸收匯和弱排放源（Minkkinen et al，2007；孫曉新等，2009）。

濕地排水育林和耕作是目前人類對濕地最重要的干擾類型，很多國家經過這種途徑對濕地進行改造（劉子剛等，2005；Minkkinen et al，2008；江長勝等，2009；Hooijer et al，2010）。 例 如，芬蘭起初原始泥炭地為9.7×106hm2，目前大約有5.7×106hm2泥炭地被排水造林，占原始泥炭地的60%（Minkkinen et al，2002)。據統(tǒng)計,全球排水造林的泥炭地面積為1.5×107hm2，其中芬蘭占34%、俄羅斯占26%、瑞典占11%、其他北歐國家占23%、北美占3%，而中國占0.5%（Paavilainen et al，1995；Minkkinen et al，2008）。據IPCC（政府間氣候變化委員會）公布的第四次氣候變化2007年綜合評估報告，自工業(yè)化前時代以來，由于人類活動所產生的全球溫室氣體濃度（CO2、CH4和N2O）排放已經增加，在1970-2004年期間增加了70%，并指出人類活動的凈影響已成為變暖的原因之一，這種可能性已達到90%以上（IPCC，2007）。因此，本文綜述了國內外人為排水造林對泥炭沼澤濕地CO2、CH4和土壤有機碳密度3個方面的研究進展，為我國破壞后的濕地恢復和濕地碳管理提供參考依據，并為我國基層林業(yè)局經營沼澤濕地排水造林后（過去稱為“水濕地”）的恢復提供參考價值。

1 排水造林對泥炭沼澤濕地土壤CO2排放的影響規(guī)律

CO2是最重要的人為溫室氣體，1970-2004年，CO2的排放增加了大約80%，全球CO2濃度的增加主要是由于化石燃料的使用，同時土地利用變化為此做出了另一種顯著但較小的貢獻（IPCC，2007）。因此，探討濕地排水碳排放有利于預測未來碳排放大小和方向。

濕地排水造林，導致土壤水 位 下 降（Silins et al，1999；孫 曉 新 等，2009；Murphy等，2009），土壤有氧層增加，導致CO2排放通量大量增加（Page et al，2011），研究表明：排水濕地CO2排放通量（1921 kg CO2-C/(hm2·a)） 比 自 然 濕 地（1509 kg CO2-C/(hm2·a)） 增 加 27%（412 kg CO2-C/(hm2·a)）（Salm et al，2012），并發(fā)現土壤溫度與CO2排放通量顯著相關；Arnold等(2005a)研究針葉林有機土壤排水立地地表的CO2排放通 量（0.9～ 1.9 kg/(m2·a)）顯著高于未排水立地（0.8～1.2 kg/(m2·a)），排水立地 CH4排放（0.0～1.6 g/(m2·a))顯著低于未排水立地（10.6～12.2 g/(m2·a)），未排水立地N2O的排放（20～30 mg/(m2·a)）顯著低于排水立地（30～90 mg/(m2·a))，而林分生產力或喬木物種對3種溫室氣體排放通量無顯著影響。但通過凈初級生產力模擬，所有排水樣地是凈溫室氣體的匯，而未排水濕地是溫室氣體的排放源。同時，同一作者Arnold等(2005b)對闊葉林的研究也表明，排水導致CO2排放增加，并指出CO2排放的時間變化與地下水位和空氣溫度密切相關，但CH4和N2O的排放卻不能通過地下水位和空氣溫度變量來解釋，這些溫室氣體排放通量的空間變化可能是由于排水、地下水位、生產力和喬木物種的差異。因此，說明排水育林對沼澤濕地的CO2排放通量都是增加，但是不同植被類型對其3種溫室氣體的影響因子還存在不確定性與復雜性，有待于進一步探討和研究。

2 排水造林對泥炭沼澤濕地CH4排放的影響規(guī)律

天然濕地是大氣CH4的最大來源，每年向大氣大約排放110 Tg（1 Tg=1012g）的甲烷（Maltby et al，1993）， 占 全 球 排 放 總量 的 20% 左 右（Bubier et al，1994），而且CH4單個分子的全球變暖潛力（Global warming potential，簡稱為WGP）在經過20年和100年的時間跨度是CO2單個分子WGP的56倍和21倍（Smith，1999）。因此天然濕地對大氣甲烷濃度及其未來變化趨勢具有重要的調節(jié)作用。然而，由于人類活動影響的加劇，使天然濕地遭到嚴重破壞，其中濕地排水改造利用是重要的干擾類型之一，如濕地排水改造為農田、森林或用來開采泥炭等，僅在溫帶和北方區(qū)域就使約2000萬hm2的天然濕地遭到嚴重破壞（Moore et al，1993）。濕地破壞后對大氣甲烷含量的調節(jié)作用勢必會相應地發(fā)生改變，因此，探討排水干擾對濕地甲烷排放影響效果及其機制尤為必要。

孫曉新等（2009）研究小興安嶺排水造林對甲烷排放規(guī)律的影響表明：苔草沼澤、灌叢沼澤、10年生、20年生的落葉松人工林生長季節(jié)（150天）甲烷排放總量分別為（6.66±8.31）g/(m2·a)、（0.32±0.31）g/(m2·a)、（0.13±0.50）g/(m2·a)和（-0.11±0.20）g/(m2·a)。沼澤排水導致甲烷排放總量減少或出現甲烷吸收匯現象，這種減少主要是由于水位下降和維管植物大量的減少，此外，排水溝相對面積減少也是導致人工林甲烷排放速率降低的原因之一(孫曉新等，2009)。同時，在愛沙尼亞（Estonia）的研究也表明濕地排水導致濕地的甲烷排放通量（23.7 kg CH4-C/(hm2·a)）比自然濕地甲烷排放通量（85.2 kg CH4-C/(hm2·a)）降低了72%。在自然濕地和排水濕地，甲烷排放通量與地表水位密切相關，在地下水位30 cm以上，發(fā)現甲烷排放通量顯著增加(Salm et al，2012)；北方瑞典南部北方針葉和闊葉林有機土壤排水導致甲烷排放 降 低（Arnold et al，2005a；2005b），但自然濕地和排水濕地甲烷排放影響因子還存在較大的差異。Salm等（2009）報道愛沙尼亞（Estonia）泥炭地溫室氣體（CO2、CH4和 N2O） 的 GWP，CO2、CH4和N2O每年的總排放量相當于278×103～1 056×103CO2當量，其中，CO2占22%～44%，CH4占 53%～ 73%，N2O占3%～5%，排水樣地和未排水樣地3種溫室氣體每年排放通量相當 于 419×103～ 676×103CO2和 -141×103～ 380×103CO2當量，其泥炭地每年凈碳損失估計為3.8萬～8.6萬t，這種泥炭地排水導致了愛沙尼亞泥炭地從碳匯轉化為碳源，進而可能進一步加速全球變暖。因此，探討濕地排水是大氣溫室氣體的源/匯問題，應考慮到CH4和N2O的影響。

3 排水造林對泥炭沼澤濕地土壤有機碳密度的影響規(guī)律

濕地排水造林，地表水位下降，導致土壤有氧層增加，泥炭氧化分解加快，進而降低泥炭地碳 儲 量。Minkkinen等（1998）報道泥炭地排水導致泥炭地泥炭層降低(22±17) cm，土壤碳密度增加（26±15）kg/m3，土壤有機碳儲量增加了（5.9±14.4）kg/m2，且否認了泥炭地排水總是導致土壤作為大氣的碳排放源。這種泥炭地排水60年后導致土壤碳儲量增加可能是由于排水后，泥炭層的氧化分解起到較小的作用，僅僅改變了泥炭的物理結構，土壤碳的變化主要是來自于凈初級生產力的新碳輸入，尤其是喬木層的細根，因此，喬木在泥炭地排水60年后的土壤碳平衡中起著重要的作用（Minkkinen et al，1998）。相反，同一作者Minkkinen等（1999）報道芬蘭泥炭地排水30年后，富營養(yǎng)型的泥炭地土壤是碳釋放源，而對于其他養(yǎng)分水平（中營養(yǎng)和貧營養(yǎng)型）卻仍為碳吸收匯。我國對濕地排水造林后，土壤有機碳儲量也是降低的，例如，康文星等（2011）研究洞庭湖濕地造楊樹林后，土壤有機碳儲量從1999年的26.78 kg/m2下降到2007年的23.39 kg/m2，8年內損失了12.7%（3.39 kg/m2）；王麗麗等（2009）研究三江平原濕地排水種植楊樹后，濕地土壤有機碳儲量降低了38.1%。因此，說明排水造林對土壤有機碳儲量還存在矛盾，這可能需要進一步研究，在研究濕地排水后的土壤碳儲量，應結合地上植被碳儲量的變化探討生態(tài)系統(tǒng)的碳儲量變化。

Murphy等（2009） 報 道 排水對泥炭地植被生產力的影響表明：泥炭地排水育林45年后，對灌木細根的生產力無顯著影響，而喬木細根的生產力增加740%（未排水泥炭地為3.8±5.4 g/(m2·a)，排水泥炭地為 28.1±24.1 g/(m2·a)），草本細根生產力減少38%(未排水泥炭地為27.62±16.40 g/(m2·a)，排水泥炭地為10.58 ± 15.7 g/(m2·a)), 地上喬木生物量大幅度增加（排水泥炭地為2 546±1 551 g/m2和未排水泥炭地為79±135 g/m2)，且認為排水造林通過增加地上植被生產力，進而增加植被碳儲量是否會抵消生態(tài)系統(tǒng)凈碳損失仍需要進一步探討。不過，Minkkinen等（1999）報道芬蘭不同養(yǎng)分水平下泥炭地排水30年后植被碳平衡和泥炭碳平衡，整個生態(tài)系統(tǒng)碳平衡是正值，即是大氣的碳匯。也有研究表明苔蘚植被在排水泥炭地整個生態(tài)系統(tǒng)中碳循環(huán)中起著重要的作用(Laiho et al，2011)。

4 研究展望和排水育林的經營理念

毫無疑問，全球濕地大面積排水的目的是提高林業(yè)生產力，而從排水造林對溫室氣體碳循環(huán)的影響來說：排水造林導致泥炭地土壤CO2排放通量的增加和CH4排放通量的減少，但是對CO2和CH4排放的影響因素還有待進一步深入研究和探討；而對泥炭地土壤有機碳儲量的影響仍存爭議，同時，要全面系統(tǒng)地研究排水造林泥炭濕地是大氣的碳源或碳匯，需要系統(tǒng)地結合喬木層生產力的研究，不僅是對土壤溫室氣體和土壤有機碳儲量的研究。因此，如何科學地恢復排水造林泥炭沼澤濕地的結構、功能和減緩排水造林泥炭地大氣溫室氣體的排放通量，是目前人們需要探討和研究的問題。

泥炭濕地排水是溫室氣體的源或匯，這與喬木的生產力有關，而保持一定的地下水位能夠減緩土壤溫室氣體排放的增加（Arnold et al，2005a)，并且也有研究表明排水造林的泥炭濕地，喬木層在生態(tài)系統(tǒng)的碳平衡中發(fā)揮著重要的作 用（Minkkinen et al，1999；Murphy et al，2009）。這表明提高排水泥炭濕地的地下水位，但又不大幅度地降低喬木層具有高的固碳能力，即森林濕地或者排水造林濕地采取適當的擇伐，可能實現減緩排水造林泥炭沼澤濕地對大氣溫室氣體的貢獻。例如，Huttunen等（2003）報道排水育林后，森林采伐提高了泥炭濕地的地下水位和土壤溫度，N2O的排放有顯著增加，而CH4的排放無顯著影響；牟長城等（2010）研究采伐對小興安嶺落葉松-泥炭蘚沼澤溫室氣體的影響表明：采伐樣地的CO2排放量下降了1/4，并轉化為N2O弱的排放源，為CH4的弱排放源或強排放源，擇伐樣地溫室效應貢獻潛力較對照樣地下降了24.5%，皆伐地則提高了3.2%。孫曉新等（2011）研究采伐對小興安嶺森林沼澤的影響，結果表明：擇伐和皆伐導致森林沼澤作為大氣CH4匯的功能降低，或者是由大氣CH4的匯轉化為CH4的源，并提出為減少CH4的排放，應盡量避免皆伐，采用適當擇伐。因此，排水造林的泥炭濕地采取適當擇伐可能減緩大氣溫室氣體的增加，而且也是排水泥炭濕地恢復前的一個必要過渡階段。

基于以上的觀點，對于以前排水造林濕地生產力小的立地，可以采取適當的擇伐經營，以提高我國應對溫室氣體排放源的減緩措施。例如，芬蘭從1960年開始實施排水造林到1980年的20年間大約每年排水造林面積為20萬hm2，以前排水造林的泥炭地面積大約有10%不適合發(fā)展林業(yè)，由于很低的木材生產力（Peltomaa，2007）。筆者統(tǒng)計吉林省敦化林業(yè)局20世紀80年代在水濕地上營造落葉松人工林，濕地排水面積達1 182 hm2，經過26年左右的時間，排水后喬木蓄積量大約為80 m3/hm2，而在森林土壤上營造同樣的樹種，26年喬木蓄積量大約為130 m3/hm2，大約比濕地造林增加63%。因此，適當擇伐可能是實現排水造林濕地恢復措施的前期階段，既減緩了大氣溫室氣體的排放，同時在一定程度上，又緩和了對木材產品短缺的需求。

江長勝，王躍思，郝慶菊，等. 2009.土地利用對沼澤濕地土壤碳影響的研究[J].水土保持學報，23(5):248-252

康文星，王衛(wèi)文，何介南.2011.洞庭湖濕地草地不同利用方式對土壤碳儲量的影響[J].中國農學通報，27(2):35-39

劉子剛，張坤民.2005.黑龍江省三江平原濕地土壤碳儲量變化[J]. 清華大學學報：自然科學版，45(6):788-791

牟長城，吳云霞，李婉姝，等.2010. 采伐對小興安嶺落葉松：泥炭蘚沼澤溫室氣體排放的影響[J]. 應用生態(tài)學報，21(2):287-293

孫曉新，牟長城，馮登軍，等. 2009.排水造林對小興安嶺沼澤甲烷排放的影響[J].生態(tài)學報，29(8):4251-4259

孫曉新，牟長城，宋長春，等. 2011.采伐對小興安嶺森林沼澤甲烷通量的影響[J]. 土壤通報，42(1): 190-194

王麗麗，宋長春，葛瑞娟，等. 2009.三江平原濕地不同土地利用方式下土壤有機碳儲量研究[J].中國環(huán)境科學，29(6): 656-660

Arnold K V,Weslien P,Nilsson M,et al.2005a. Fluxes of CO2,CH4and N2O from drained coniferous forests on organic soils [J]. Forest Ecology and Management,210(1/3): 239-254

Arnold K V,Nilsson M,Hànell B,et al.,2005b.Fluxes of CO2,CH4and N2O from drained organic soils in deciduous forests [J]. Soil Biology & Biochemistry,37(6): 1059-1071

Batjes N H. 1996. Total carbon and nitrogen in the soils of the world [J]. European Journal of Soil Science,47(2): 151 -163

Bubier J L,Moore T R. 1994. An ecological perspective on methane emissions from northern wetlands [J]. Trends in Ecology and Evolution,9(12): 460-464.

Eswaran H,Berg E V D,Reich P. 1993.Organic carbon in soils of the world[J]. Soil Science Society of America journal,57(1): 192 -194

Gorham E. 1991. Northern peatlands: role in the carbon cycle and probable responses to climatic warming [J]. Ecological Applications,1(2): 182-195

Hooijer A,Page S,Canadell J G,et al.2010.Current and future CO2emissions from drained peatlands in Southeast Asia [J].Biogeosciences,7(5): 1505-1514

Huttunen J T,Nyk?nen H,Martikainen P J,et al.2003. Fluxes of nitrous oxide and methane from drained peatlands following forest clear-felling in southern Finland [J]. Plant and Soil,255(2): 457-462

IPCC (Intergovernmental Panel on Climate Change). 2007. Climate Change 2007[M]// Core Writing Team,Pachauri R K,Reisinger A. Synthesis Report.Contribution of Working Groups I,II and III to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. IPCC,Geneva,Switzerland.1-103

Jobbág E G,Jackson R B. 2000. The vertical distribution of soil organic carbon and its relation to climate and vegetation [J].Ecological Applications,10 (2): 423 - 436

Laiho R,Ojanen P,Ilomets M,et al.2011.Moss production in a boreal forestrydrained peatland [J]. Boreal Environment Research,16(5): 441-449

Maltby E,Immirzi P. 1993. Carbon dynamics in peatlands and other wetland soils,regional and global perspectives [J].Chemosphere,27(6): 999-1023

Minkkinen K,Byrne K A,Trettin C. 2008.Climate impacts of peatland forestry[M]// Strack M. Peatlands and Climate Change. Saarij?rvi,Finland: International Peat Society. 98-122

Minkkinen K,Korhonen R,Savolainen I,et al. 2002. Carbon balance and radiative forcing of Finnish peatlands 1900-2100-the impact of forestry drainage [J].Global Change Biology,8(8): 785-799

Minkkinen K,Laine J. 1998. Long-term effect of forest drainage on the peat carbon stores of pine mires in Finland[J]. Canadian Journal of Forest Research,28(9): 1267-1275

Minkkinen K,Penttil? T,Laine J. 2007. Tree stand volume as a scalar for methane fluxes in forestry-drained peatlands in Finland [J]. Boreal Environment Research,12(2): 127-132

Minkkinen K,Vasander H,Jauhiainen S,et al.1999. Post-drainage changes in vegetation composition and carbon balance in Lakkasuo mire,Central Finland. Plant and Soil,207 (1): 107-120

Moore T R,Roulet N T. 1993. Methane fl ux:water table relations in northern wetlands[J]. Geophysical Research Letters,20 (7):587-590

Murphy M,Laiho R,Moore T R. 2009.Effects of water table drawdown on root production and aboveground biomass in a boreal bog [J]. Ecosystems,12(8):1268-1282

Page S E,Rieley J O,Banks C J. 2011. Global and regional importance of the tropical peatland carbon pool [J]. Global Change Biology,17(2): 798-818

Page S E,Rieley J O,Shotyk O W,et al. 1999.Interde-pendence of peat and vegetation in a tropical peat swamp forest [J].Philosophical Transactions of the Royal Society of Lond B,354(1391): 1885-1897

Paavilainen E,P?iv?nen J.1995.Peatland forestry: Ecology and principles,ecological studies [M].Berlin,Heideberg,Germany: Springer-Verlag

Peltomaa R. 2007. Drainage of forests in Finland [J]. Irrigation and Drainage,56:S151-S159,DOI: 10.1002/ird.334

Post W M,Emanuel W R,Zinke P J,et al.1982.Soil carbon pools and world life zones [J].Nature,298(5870): 156-159

Salm J O,Kimmel K,Uri V,et al.2009.Global warming potential of drained and undrained peatlands in Estonia: a synthesis [J]. Wetlands,29(4): 1081-1092 Salm J O,Maddison M,Tammik S,et al.2012.Emissions of CO2,CH4and N2O from undisturbed,drained and mined peatlands in Estonia [J]. Hydrobiologia,692(1): 41-55

Silins U,Rothwell R L. 1999. Spatial patterns of aerobic limit depth and oxygen diffusion rate at two peatlands drained for forestry in Alberta [J]. Canadian Journal of Forest Research,29(1): 53-61

Smith K A.1999. After the Kyoto Protocol: Can soil scientists make a useful contribution? [J].Soil Use and Management,5(2): 71-75

Turetsky M R,Louis V L S. 2006. Disturbance in boreal peatlands [M]// Wieder R K,Vitt D H. Boreal Peatland Ecosystems Ecological Studies. Berlin Heidelberg:Springer-Verlag. 359-379

W?sten J H M,Berg J V D,Eijk P V,et al.2006. Interrelationships between Hydrology and Ecology in Fire Degraded Tropical Peat Swamp Forests [J].International Journal of Water Resources Development,22(1): 157-174

Yu Z C,Loisel J,Brosseau D P,et al. 2010.Global peatland dynamics since the Last Glacial Maximum [J]. Geophysical Research Letters,37(13),DOI:10.1029/2010GL043584