周文昌,崔麗娟,王義飛,李 偉

1 中國林業(yè)科學研究院濕地研究所,濕地生態(tài)功能與恢復北京市重點實驗室, 北京 100091 2 湖北省林業(yè)科學研究院, 武漢 430075

放牧對若爾蓋高原濕地CH4排放的影響

周文昌1,2,崔麗娟1,*,王義飛1,李 偉1

1 中國林業(yè)科學研究院濕地研究所,濕地生態(tài)功能與恢復北京市重點實驗室, 北京 100091 2 湖北省林業(yè)科學研究院, 武漢 430075

濕地是大氣甲烷(CH4)的主要排放源,而有關放牧對濕地CH4排放的影響特征仍未得到足夠的報道。因此,通過靜態(tài)箱法,研究了放牧對四川省若爾蓋高原濕地CH4排放的影響,CH4氣體通過快速溫室氣體分析儀測量。結果表明：放牧樣地和圍欄內樣地生長季CH4排放量為(31.32±19.57)g/m2和(30.31±23.46)g/m2,它們之間無差異顯著；但是集中放牧期間(7—9月),放牧樣地(21.01±12.35)g/m2較圍欄內樣地顯著增加了CH4排放量為54.3%。2014年生長季期間通過刈割植物模擬放牧表明兩種刈割強度CH4排放量為(5.01±5.37)g/m2和(4.69±5.99)g/m2,較未刈割樣地(1.15±1.89)g/m2增加了335.9%和308.0%,其原因可能是放牧或者刈割減少地表植物生物量,降低植物高度,縮短了CH4排放的路徑距離。該結果可為我國高原濕地保護與管理決策提供基礎數據支撐。

放牧；刈割；CH4排放；若爾蓋高原濕地

甲烷(CH4)是一種重要的溫室氣體,在全球變暖過程中起著重要的作用[1]。自從工業(yè)革命以來,由于人類活動的影響,全球大氣CH4濃度增加了2.5倍[1],且CH4單分子潛在增溫效應是二氧化碳(CO2)的25倍,是比CO2更活躍的溫室氣體,對全球溫室效應的貢獻率僅次于CO2[2]。盡管濕地僅占地球陸地面積的2%—6%[3],但濕地是大氣CH4的主要來源,約為全球CH4總排放的32%—52%[1],從而濕地在調控大氣CH4濃度變化中發(fā)揮著重要作用[4-5]。于是,濕地CH4排放大小和方向越來越受到全球日益的關注[3,6-8]。

然而,由于人類活動的加劇,諸如濕地排水、放牧、墾殖和采伐,濕地遭受嚴重的破壞[9-10]。放牧作為山區(qū)草地和濕地的主要人類活動之一,引起了一系列的生態(tài)環(huán)境因子變化[9,11-12]。放牧通常降低地上植物生物量[6]和影響植物群落組成[11,13],例如,放牧使得莎草草甸和濕地優(yōu)勢苔草植物群落(Carexnebrascensis)向早熟禾植物群落(Poapratensis)演替[14]。另外,蹄類動物(如牦牛)踐踏土壤地表,壓實土壤,增加土壤容重[15],可能降低地表水的滲透率和增加地表徑流[12,15],這將可能影響生態(tài)系統地上與地下的水文過程[12]。同時放牧也影響土壤性質[16],諸如土壤有機質含量[17]和土壤氮礦化[11]。由于放牧改變了濕地生物和非生物環(huán)境因子,可能改變濕地CH4排放通量[3,10,18-19]。

目前國際上有關濕地放牧對CH4排放通量的影響研究較多。如Bodelier等[20]研究淺灘湖濱濕地(Shallow lakes)小天鵝(CygnuscolumbianusbewickiiYarrell)覓食對濕地CH4排放的影響指出：小天鵝覓食減少植物生物量,隨后減少CH4生成量和增加CH4氧化量,進而降低了CH4排放；Falk等[7]研究刈割和移除維管植物來模擬放牧降低產CH4有機底物的輸入和植物傳輸CH4的功能,結果也表明放牧減少CH4排放；而Hirota等[6]和Ward等[21]通過放牧樣地與未放牧樣地的田間對比試驗指出放牧增加了CH4排放,原因可能是放牧縮短CH4排放的氧化路徑距離或者改變植物組成；Sj?gersten等[19]和Ford等[22]的研究則表明,食草動物或者放牧并無顯著地影響濕地CH4排放,可能原因是濕地具有高土壤水分含水率、更低土壤溫度,以及放牧地和圍欄地優(yōu)勢植物組成并未發(fā)生改變。綜上所述,放牧對濕地CH4排放的影響并未取得一致的結論。我國有關放牧對CH4排放通量的影響主要集中在草地生態(tài)系統[23-24],且表明草地生態(tài)系統放牧后,草地生態(tài)系統為大氣的CH4匯；Hirota等[6]通過生長季2d(8月15日和9月15日)研究放牧對我國青藏高原濕地CH4排放的影響結果表明,放牧增加了CH4排放為100%—300%,但其影響機制不明確,研究結果也難以準確預算放牧對我國高原濕地CH4排放的影響程度。此外,長期放牧,降低植被生產力[6,21],可能減少濕地產CH4所需的碳源有機底物,進而長期放牧減少CH4排放[6- 7]。因此,繼續(xù)研究放牧對濕地CH4排放的影響規(guī)律和機制具有重要意義。

若爾蓋高原是世界上高原濕地面積最大,海拔最高的濕地[25]。然而,若爾蓋高原泥炭沼澤草場存在過度放牧,沼澤濕地載畜量超載了60%—150%[26-27]。這種過度放牧已經改變植物群落組成與結構[28]、群落物種生活型組成和演替模式[29],可能改變CH4排放特征和排放量。因此,本文選擇具有代表性的若爾蓋高原泥炭沼澤濕地作為研究對象,基于靜態(tài)箱法,通過快速溫室氣體分析儀測量CH4排放,旨在揭示放牧對若爾蓋高原濕地CH4排放的影響特征,探討其影響因子,量化放牧對若爾蓋高原濕地生長季CH4排放的影響效果,為我國高原濕地保護與管理提供決策支撐。

1 研究點概況與研究方法

1.1 研究點概況

本研究點(33°55′ 8″ N,102° 49′ 8″ E,海拔為3441 m)位于青藏高原東部邊緣的若爾蓋濕地。若爾蓋濕地屬于青藏高原寒冷氣候區(qū),氣候特點為寒冷潮濕,年均氣溫為0.6—1.2℃,最暖和最冷氣溫為7月和1月,平均溫度分別為10.8℃和-10.6℃[25,28]。區(qū)內年均降水量650 mm,降水主要集中在5—9月,占全年降水量的80%[25,27]。研究點主要植物為西藏嵩草(Kobresiatibetica)、木里苔草(Carexmuliejsis)、花葶驢蹄草(Calthascaposa)和鵝絨委陵菜(Potentillaansrina),伴生稀少的矮金蓮花(Trolliusfarreri)和矮火絨草(Leontopodiumnonum)等。植物群落蓋度接近100%,土壤類型為泥炭沼澤土。

1.2 研究方法

1.2.1 實驗設計

于2013年5月選擇一片典型的泥炭沼澤濕地,在圍欄外自由放牧苔草塔頭上(Ghk- 2013)和圍欄內禁牧苔草塔頭上(Fhk- 2013)分別安裝3個靜態(tài)箱,圍欄外自由放牧,集中放牧時間為7月下旬至9月底,圍欄時間為5—10月(10月,部分牦牛和羊進入圍欄內啃食草),圍欄內和圍欄外的植物群落高度季節(jié)性變化如圖1。研究期間內,本研究點,放牧強度估計每公頃約3.13個羊單位。另外,在2014年4月下旬,于2013年同一觀測點圍欄面積1 hm2內,通過刈割塔頭上植物(兩個處理組,植物群落高度保持為8 cm和4 cm的兩種刈割強度,標注為Chk- 8 cm- 2014和Chk- 4 cm- 2014)和未刈割塔頭上植物(對照組,標注為Fhk- 2014),且各自安裝3個靜態(tài)箱(n=3)。靜態(tài)箱底座共安裝15個。由于6月12日之前植物群落高度約為4—6 cm,刈割時間從6月21日開始操作,具體刈割時間為每次測量氣體的前1天,刈割植物保留在箱底。

圖1 圍欄內和圍欄外的植物高度季節(jié)性變化 Fig.1 Seasonal variation of vegetation height in the fencing and grazing sites

1.2.2 CH4氣體數據采集

采集方法通過靜態(tài)箱法,靜態(tài)箱由底座(50 cm × 50 cm × 20 cm)和頂箱(50 cm × 50 cm × 50 cm)組成。靜態(tài)箱底座由不銹鋼制作,上口周圍有5 cm高度的水槽,防止氣體泄漏；底座插入土壤為15 cm,整個實驗期間保持于原位土壤中。頂箱由薄的鋁材料制成,為了穩(wěn)定箱內溫度,箱外包裝著塑料泡沫,箱內頂部有2個5 cm × 5 cm風扇,箱頂上部中央附有直徑為2 cm的2個橡皮塞小圓孔,連接著快速溫室氣體分析儀器(DLT- 100,Los Gatos Research,USA)的2根附有橡皮塞的透明導氣管,導氣管長度為4 m(內徑為4 mm)[30-31],儀器通過12 V蓄電池供電,數據采集設置為1 Hz[30]。箱內空氣通過儀器內置泵伴隨著以上2根導氣管在儀器內無破壞的循環(huán)分析。每次氣體測量之前,底座水槽注滿水,啟動溫室氣體分析儀,等待儀器啟動顯示的箱內頂部內大氣CH4濃度穩(wěn)定到當地環(huán)境氣體濃度后(體積分數為1.80×10-6),將靜態(tài)箱扣在底座上,密閉測量5 min,然后揭開靜態(tài)箱置于開放狀態(tài),繼續(xù)開放狀態(tài)約2 min,然后密閉測量下一個靜態(tài)箱底座樣點,循環(huán)執(zhí)行以上操作過程。測量時間為2013年6—10月和2014年5—10月的北京時間9:30—11:30,觀測頻率為每月2次。CH4排放通量是以封閉箱內頂部的CH4濃度隨時間變化的直線斜率計算[30-31]。CH4排放通量計算公式[4,31]如下：

式中,F為CH4排放通量(mg m-2h-1),dc/dt代表箱內CH4濃度隨單位時間變化的直線斜率,M為被測氣體的摩爾質量,P為采樣點的大氣壓,V0、P0、T0分別為標準大氣壓下的標準摩爾體積、標準大氣壓和絕對溫度,T為箱內的絕對溫度,H為箱子高度。

1.2.3 環(huán)境生物因子和非生物因子測量

兩個生長季的8月中旬收割地上生物量,而地下生物量測量深度為0—20 cm,帶回實驗室恒溫箱70℃下烘干48 h至恒重,并稱重,計算生物量。每個樣點重復測量3—6個樣方(50 cm ×50 cm)。測量CH4氣體時,同步監(jiān)測土壤溫度(5、15 cm和30 cm)和樣點水位。為了盡量少破壞濕地生態(tài)系統,2013年圍欄內和圍欄外的樣點土壤水位采用同一水井記錄；由于兩種刈割樣點相距2 m左右,2014年兩種刈割樣點水位采用同一水井記錄。同時,采集土壤0—10 cm、10—20 cm和20—30 cm深度樣品,實驗室內分析其土壤理化性質(表1),每個土壤因子均重復3次。

表1 研究樣地土壤理化性質

表中數值為平準值±標注差

1.3 數據處理

環(huán)境生物因子、非生物因子生長季的時間變化和CH4排放通量的時間變化差異采用SPSS18.0單因素多重配對方差(Duncan)分析,而環(huán)境因子和CH4排放通量的不同處理水平之間差異采用配對-t檢驗。環(huán)境因子與CH4排放通量之間的相關性采用Pearson相關系數檢驗。統計顯著水平P=0.05。作圖軟件采用Origin 8.6。

2 結果與分析

2.1 環(huán)境生物因子和非生物因子

生長季期間,不同處理之間(放牧樣地與圍欄內或者刈割與未刈割樣地)同一層土壤溫度(5 cm、15 cm 和30 cm)不存在差異顯著(P>0.05)(圖2)?；?013年和2014年對應月份水位分析(6—10月)表明兩個生長季水位無差異顯著(P>0.05),但是基于夏季期間(6—8月)的水位分析表明2014年夏季期間水位平均值較2013年顯著降低了46.6 cm(P<0.05)(圖2)。

圖2 研究點的土壤溫度和水位Fig.2 Soil temperature and water table level in study site符號Ghk- 2013和Fhk- 2013,代表圍欄外和圍欄內的樣點；Fhk- 2014、Chk- 8 cm- 2014和Chk- 4 cm- 2014分別代表2014年圍欄內、刈割植物保持高度8 cm和4 cm的樣點

2013年圍欄外放牧樣地地上植物生物量為(525.88±103.47)g/m2,較圍欄內樣地地上生物量(886.09±124.46)g/m2顯著降低了37.5%(P<0.05),而兩者地下生物量無差異顯著(P>0.05)。2013年和2014年圍欄內樣地地上生物量無差異顯著(P>0.05),而兩個生長季地下植物生物量同樣無差異顯著(P>0.05)(圖3)。

圖3 放牧對濕地植被生物量的影響Fig.3 Effects of grazing on the vegetation biomass in study site

2.2 放牧和刈割對濕地CH4排放的影響

CH4排放存在顯著時間變化格局,兩個生長季CH4排放范圍為-0.42—18.06 mg m-2h-1(圖4)。2013年生長季(6—10月)圍欄內(對照地Fhk- 2013)表現為夏季(6月25日和8月25日)和秋季(10月12日)具有較高CH4排放(13.20—18.06 mg m-2h-1),進入冬季之前(10月29日)CH4排放降低(2.04 mg m-2h-1)；而放牧樣地(Ghk- 2013),CH4排放表現為夏季(8月13日和26日)和秋季(9月5日)具有較高CH4排放(11.48—16.28 mg m-2h-1),進入冬季之前(10月29日),CH4排放最低(2.10 mg m-2h-1)(圖4)。2014年生長季(5—10月中旬),未刈割樣地(Fhk- 2014)表現為春季5月至秋季9月觀測到非常小的CH4排放(0.07—0.52 mg m-2h-1),甚至出現一個CH4吸收匯現象(-0.42 mg m-2h-1),秋季10月中旬觀測到CH4排放峰值(1.55 mg m-2h-1)。2014年生長季兩個刈割樣地(Chk- 8 cm- 2014和Chk- 4 cm- 2014)表現為夏季(6月22日和7月25日)和秋季(10月16日)具有較高CH4排放(1.68—4.31 mg m-2h-1)。

圖4 放牧和刈割樣地CH4排放季節(jié)性變化Fig.4 Seasonal variation of CH4 emission in the grazing and clipping sites

圖5 放牧、圍欄內和刈割樣地的生長季CH4排放 Fig.5 Seasonal CH4 emission in the grazing, fencing and clipping sites圖中不同字母表示同一觀測期間不同處理之間甲烷排放顯著差異(P<0.05)

放牧和刈割影響CH4排放量如圖5。2013年生長季(165 d),放牧樣地(Ghk- 2013)和圍欄內樣地(Fhk- 2013)CH4排放量(±標準差)為(31.32±19.57)g/m2和(30.31±23.46)g/m2,它們之間無差異顯著(P>0.05)。而集中放牧時間7—9月,放牧樣地Ghk- 2013和圍欄內樣地Fhk- 2013 CH4排放量為(21.01±12.35)g/m2和(13.61±10.14) g/m2,放牧樣地Ghk- 2013 CH4排放量較圍欄內無放牧地顯著地增加了54.3%(P<0.05)。2014年生長季,未刈割樣地(Fhk- 2014)、刈割樣地Chk- 8 cm- 2014和Chk- 4 cm- 2014生長季CH4排放量依次為(1.15±1.89)g/m2、(5.01±5.37)g/m2和(4.69±5.99)g/m2,刈割樣地Chk- 8 cm- 2014和Chk- 4 cm- 2014的生長季CH4排放量較未刈割樣地Fhk- 2014顯著增加了335.9%和308.0%(P<0.05)。

2.3 CH4排放與土壤溫度和水位的相關關系

2013年生長季期間,圍欄內樣地(Fhk- 2013)CH4排放與土壤5 cm溫度顯著正相關(P<0.05),放牧樣地(Ghk- 2013)CH4排放與土壤溫度和水位無顯著相關關系(P>0.05)。2014年生長季,圍欄內(Fhk- 2014)CH4排放與水位存在顯著線性正相關(P<0.05),而兩個刈割樣地(Chk- 8 cm- 2014和Chk- 4 cm- 2014)CH4排放與土壤溫度和水位無顯著相關關系(P>0.05)。8月份,濕地CH4排放通量(n=9)與地上生物量存在顯著負相關關系(表2)。

表2 CH4排放與土壤溫度、水位和地上生物量的相關關系

a：8月CH4排放通量；*顯著差異水平P<0.05

3 討論

本研究點濕地生長季CH4排放范圍(-0.42—18.06 mg m-2h-1)與其他在若爾蓋高原研究CH4排放范圍吻合(-1.0—90 mg m-2h-1)[8,32- 33]。本研究點濕地CH4排放存在明顯的季節(jié)性變化,CH4排放峰值出現在夏季或者秋季,這與其他研究結果類似[4,8,34-35]。夏季CH4排放速率高,其原因可能是溫度較高,植物生長最旺盛,有機底物供應充足,分解速率快,有機底物的分解促進還原過程,降低了氧化還原電位,促進CH4排放[35-36],因此,夏季CH4排放速率快；而秋季CH4排放速率高,可能與新鮮底物碳輸入有關,此時,正是當年生長的根或者地表落葉增加了碳輸入[34],使可利用活性有機底物增加,同時秋季水位增加(圖2),從而促進產CH4菌產生CH4,CH4排放速率升高。溫度是影響草叢沼澤濕地CH4排放季節(jié)性變化的重要影響因子,這一結論已被其他研究所證實[8,37],但是CH4排放季節(jié)性變化與溫度的關系通常是在土壤水位接近地表或者水淹條件下被發(fā)現它們之間存在顯著正相關[37-38]。而本研究僅發(fā)現對照地圍欄內(Fhk- 2013)CH4排放與土壤5 cm溫度存在顯著線性正相關,其它樣點無顯著相關(表2),這可能是由于本研究樣點2013年和2014年圍欄內對照地、2014年刈割樣地生長季平均水位遠離地表[各自為(-29.8±22.5)cm、(-61.7±28.6)cm和(-61.6±26.7)cm]。當水位遠離土壤地表之后,溫度對CH4排放的影響作用可能減弱[38],其它影響因子(水位和植物)的作用增強,這可能是2014年生長季圍欄內(Fhk- 2014)發(fā)現CH4排放與水位存在顯著正相關的原因,但是放牧或刈割后的CH4排放幾乎很難觀測到CH4排放與溫度或水位存在顯著相關,可能是由于放牧或者刈割后改變了它們之間的相互關系,據Turetsky等[39]綜述表明干擾濕地的CH4排放很難通過自然濕地CH4排放與水位和溫度的函數關系去量化CH4排放。

生長季期間,放牧并無顯著影響CH4排放(圖5),這與其他研究結果類似[19,22]。其原因可能是水位和土壤溫度是影響CH4排放的兩大主控因子[10,39-40],而本研究點植物群落蓋度接近100%,短期內放牧活動很難顯著影響到土壤溫度或者水位(圖2)。然而,集中放牧時間(7—9月),放牧活動顯著增加了CH4排放量為54.3%(圖5),這與Hirota等[6]通過2d(8月15日和9月15日)研究的青藏高原濕地放牧顯著地增加CH4排放的結果一致,認為部分原因可能是植物的通氣組織傳輸CH4的垂直路徑距離縮短導致的。而Paz-Ferreiro等[41]通過室內孵化試驗研究放牧對濕地CH4排放的影響結果表明當放牧樣地土壤溫度位于15—20℃范圍內時,提高放牧樣地CH4排放對溫度的敏感性,促進CH4排放。為了鑒別這兩種影響因素的不同,根據Hirota等[6]研究的放牧樣地CH4排放增加的原因推測得知,刈割植物同樣會增加我國高原濕地CH4排放；同時,刈割排除放牧提高CH4對溫度敏感性的影響。因此,2014年生長季采取原位的植物刈割技術,物理地降低植物群落高度,研究刈割對高原濕地CH4排放的影響,結果表明刈割技術增加濕地CH4排放量超過300%(圖5)。另外,我國若爾蓋高原地區(qū)生長季最熱的月份為7月,多年7月份的平均氣溫為10.8℃,而本研究觀測期間的土壤溫度唯有2個數值(15.0和15.2℃)略高于15℃。反之,通過分析8月份濕地CH4排放通量與地上生物量(類似于植物高度變化)的關系,則表明它們之間存在顯著線性負相關(表2),這與放牧或刈割后,植物高度降低(圖1),可能促使CH4排放量增加的結果吻合(圖5)。因此,短期內放牧顯著增加高原濕地CH4排放是通過放牧(牦牛和綿羊)減少地上植物生物量(圖3),縮短了植物傳輸CH4被氧化的路徑距離,促進CH4排放。而從長期放牧后,放牧會降低植物生產力,減少產CH4的有機底物,并降低CH4排放[7]；另外,放牧改變植物群落組成,使得具有通氣組織的維管植物向其它旱生植物演替[14],進而改變CH4傳輸方式,影響CH4排放[7]。因此,繼續(xù)長期定位研究放牧對濕地CH4排放的影響具有重要意義。

4 結論

生長季期間,放牧并無顯著地影響CH4排放通量,但是集中放牧期間(7—9月),放牧地CH4排放量較圍欄內(對照地)顯著增加了54.3%；同時,通過刈割植物,刈割后,濕地CH4排放量較未刈割的樣地顯著增加了300%以上,這種CH4排放通量的增加,可能是由于濕地放牧或者刈割后,降低了植物傳輸CH4排放被氧化的路徑距離,促進CH4排放。

致謝：本實驗依托若爾蓋高寒濕地生態(tài)系統定位研究站,得到若爾蓋濕地國家級自然保護區(qū)管理局的支撐和幫助,特此致謝。

[1] IPCC. Climate Change 2013: The Physical Science Basis // Stocker T F, Qin D, Plattner G K, Tignor M, Allen S K, Boschung J, Nauels A, Xia Y, Bex V, Midgley P M, eds. Contribution of Working Group I to the Fifth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. Cambridge, United Kingdom and New York, NY, USA: Cambridge University Press, 2013.

[2] IPCC. Climate Change 2007: The Physical Science Basis // Solomon S, Qin D, Manning M, Chen Z, Marquis M, Averyt K B, Tignor M, Miller H L, eds. Contribution of Working Group I to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. Cambridge, United Kingdom and New York, NY, USA: Cambridge University Press, 2007.

[3] Kayranli B, Scholz M, Mustafa A, Hedmark ?. Carbon storage and fluxes within freshwater wetlands: A critical review. Wetlands, 2010, 30(1): 111- 124.

[4] Sun X X, Mu C C, Song C C. Seasonal and spatial variations of methane emissions from montane wetlands in Northeast China. Atmospheric Environment, 2011, 45(10): 1809- 1816.

[5] 周文昌, 牟長城, 劉夏, 顧韓. 小興安嶺天然森林沼澤生態(tài)系統碳匯功能. 東北林業(yè)大學學報, 2012, 40(7): 71- 75, 127- 127.

[6] Hirota M, Tang Y H, Hu Q W, Kato T, Hirata S, Mo W H, Cao G M, Mariko S. The potential importance of grazing to the fluxes of carbon dioxide and methane in an alpine wetland on the Qinghai-Tibetan Plateau. Atmospheric Environment, 2005, 39(29): 5255- 5259.

[7] Falk J M, Schmidt N M, Str?m L. Effects of simulated increased grazing on carbon allocation patterns in a high arctic mire. Biogeochemistry, 2014, 119(1): 229- 244.

[8] Ding W X, Cai Z C, Wang D X. Preliminary budget of methane emissions from natural wetlands in China. Atmospheric Environment, 2004, 38(5): 751- 759.

[9] 趙魁義, 何池全. 人類活動對若爾蓋高原沼澤的影響與對策. 地理科學, 2000, 20(5): 444- 449.

[10] Oleszczuk R, Regina K, Szajdak L, H?per H, Maryganova V. Impacts of agricultural utilization of peat soils on the greenhouse gas balance // Strack M, eds. Peatlands and climate change. Saarij?rven Offset Oy, Saarij?rvi, Finland: International Peat Society Press, 2008: 70- 97.

[11] Middleton B A, Holsten B, Van, Diggelen R. Biodiversity management of fens and fen meadows by grazing, cutting and burning. Applied Vegetation Science, 2006, 9(2): 307- 316.

[12] Clay G D, Worrall F, Clark E, Fraser E D G. Hydrological responses to managed burning and grazing in an upland blanket bog. Journal of Hydrology, 2009, 376(3/4): 486- 495.

[13] Martin D W, Chambers J C. Effects of water table, clipping, and species interactions onCarexnebrascensisandPoapratensisin riparian meadows. Wetlands, 2001, 21(3): 422- 430.

[14] Middleton B. Nonequilibrium dynamics of sedge meadows grazed by cattle in southern Wisconsin. Plant Ecology, 2002, 161(1): 89- 110.

[15] Donkor N T, Gedir J V, Hudson R J, Bork E W, Chanasyk D S, Naeth M A. Impacts of grazing systems on soil compaction and pasture production in Alberta. Canadian journal of soil science, 2002, 82(1): 1- 8.

[17] Luan J W, Cui L J, Xiang C H, Wu J H, Song H T, Ma Q F. Soil carbon stocks and quality across intact and degraded alpine wetlands in Zoige, east Qinghai-Tibet Plateau. Wetlands Ecology and Management, 2014, 22(4): 427- 438.

[18] 郝慶菊, 王躍思, 江長勝, 王長科, 王明星. 濕地甲烷排放研究若干問題的探討. 生態(tài)學雜志, 2005, 24(2): 170- 175.

[19] Sj?gersten S, Van der, Wal R, Loonen M J J E, Woodin S J. Recovery of ecosystem carbon fluxes and storage from herbivory. Biogeochemistry, 2011, 106(3): 357- 370.

[20] Bodelier P L E, Stomp M, Santamaria L, Klaassen M, Laanbroek H J. Animal-plant-microbe interactions: Direct and indirect effects of swan foraging behaviour modulate methane cycling in temperate shallow wetlands. Oecologia, 2006, 149(2): 233- 244.

[21] Ward S E, Bardgett R D, McNamara N P, Adamson J K, Ostle N J. Long-term consequences of grazing and burning on northern peatland carbon dynamics. Ecosystems, 2007, 10(7): 1069- 1083.

[22] Ford H, Garbutt A, Jones L, Jones D L. Methane, carbon dioxide and nitrous oxide fluxes from a temperate salt marsh: Grazing management does not alter Global Warming Potential. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2012, 113: 182- 191.

[23] 王艷芬, 紀寶明, 陳佐忠, Ojima D. 錫林河流域放牧條件下草原CH4通量研究結果初報. 植物生態(tài)學報, 2000, 24(6): 693- 696.

[24] 周培. 不同放牧強度對內蒙古草原溫室氣體通量影響[D]. 呼和浩特：內蒙古農業(yè)大學, 2011.

[25] Xiang S, Guo R Q, Wu N, Sun S C. Current status and future prospects of Zoige Marsh in eastern Qinghai-Tibet Plateau. Ecological Engineering, 2009, 35(4): 553- 562.

[26] 王長科, 王躍思, 張安定, 呂憲國. 若爾蓋高原濕地資源及其保護對策. 水土保持通報, 2001, 21(5): 20- 22, 40- 40.

[27] 鄭群英, 澤柏, 李華德, 陳明勝. 若爾蓋沼澤草甸載畜量變化. 草業(yè)與畜牧, 2009, (6): 14- 16.

[28] 李珂, 楊永興, 楊楊, 韓大勇. 放牧脅迫下若爾蓋高原沼澤退化特征及其影響因子. 生態(tài)學報, 2011, 31(20): 5956- 5969.

[29] 韓大勇, 楊永興, 楊楊, 李珂. 放牧干擾下若爾蓋高原沼澤濕地植被種類組成及演替模式. 生態(tài)學報, 2011, 31(20): 5946- 5955.

[30] Mastepanov M, Sigsgaard C, Dlugokencky E J, Houweling S, Str?m L, Tamstorf M P, Chrisensen T R. Large tundra methane burst during onset of freezing. Nature, 2008, 456(7222): 628- 630.

[31] McEwing K R, Fisher J P, Zona D. Environmental and vegetation controls on the spatial variability of CH4emission from wet-sedge and tussock tundra ecosystems in the Arctic. Plant and Soil, 2015, 388(1): 37- 52.

[32] 王德宣, 呂憲國, 丁維新, 蔡祖聰, 高景福, 楊福明. 若爾蓋高原沼澤濕地CH4排放研究. 地球科學進展, 2002, 17(6): 877- 880.

[33] Chen H, Wu N, Yao S P, Gao Y H, Zhu D, Wang Y F, Xiong W, Yuan X H. High methane emissions from a littoral zone on the Qinghai-Tibetan Plateau. Atmospheric Environment, 2009, 43(32):4995- 5000.

[34] Kang H, Freeman C. The influence of hydrochemistry on methane emissions from two contrasting northern wetlands. Water, Air, & Soil Pollution, 2002, 141(1): 263- 272.

[35] 孫曉新, 牟長城, 石蘭英, 程偉, 劉霞, 吳云霞, 馮登軍. 小興安嶺森林沼澤甲烷排放及其影響因子. 植物生態(tài)學報, 2009, 33(3): 535- 545.

[36] Sugimoto A, Fujita N. Characteristics of methane emission from different vegetations on a wetland. Tellus B, 1997, 49(4): 382- 392.

[37] 牟長城, 石蘭英, 孫曉新. 小興安嶺典型草叢沼澤濕地CO2、CH4和N2O的排放動態(tài)及其影響因素. 植物生態(tài)學報, 2009, 33(3): 617- 623.

[38] Heikkinen J E P, Maljanen M, Aurela M, Hargreaves K J, Martikainen P J. Carbon dioxide and methane dynamics in a sub-Arctic peatland in northern Finland. Polar Research, 2002, 21(1): 49- 62.

[39] Turetsky M R, Kotowska A, Bubier J, Dise N B, Crill P, Hornibrook E R C, Minkkinen K, Moore T R, Myers-Smith I H, Nyk?nen H, Olefeldt D, Rinne J, Saarnio S, Shurpali N, Tuittila E S, Waddington J M, White J R, Wickland K P, Wilmking M. A synthesis of methane emissions from 71 northern, temperate, and subtropical wetlands. Global Change Biology, 2014, 20(7): 2183- 2197.

[40] Whalen S C, Reeburgh W S. Methane oxidation, production, and emission at contrasting sites in a boreal bog. Geomicrobiology Journal, 2000, 17(3): 237- 251.

[41] Paz-Ferreiro J, Medina-Roldán E, Ostle N J, McNamara N P, Bardgett R D. Grazing increases the temperature sensitivity of soil organic matter decomposition in a temperate grassland. Environmental Research Letters, 2012, 7(1): 014027, doi:10.1088/1748- 9326/7/1/014027.

Effects of grazing on the emission of CH4flux in the Zoige Plateau wetland

ZHOU Wenchang1,2, CUI Lijuan1,*, WANG Yifei1, LI Wei1

1BeijingKeyLaboratoryofWetlandServicesandRestoration,InstituteofWetlandResearch,ChineseAcademyofForestry,Beijing100091,China2HubeiAcademyofForestry,Wuhan430075,China

Wetland ecosystems, as the main source of atmospheric methane (CH4), could seriously affect the concentration of atmospheric CH4and further climate change. Presently, wetland ecosystems have been severely affected by human actives (i.e., drainage, grazing, and harvesting). However, the effects of grazing on the CH4emission of wetland ecosystems have not been well investigated. Therefore, to evaluate the effects of grazing on the emission of CH4flux, we performed the field experiments in the Zoige Plateau wetland, southwestern China, from June to October 2013. We also performed field experiments to investigate the effects of simulated increased in sheep or yak grazing by the clipping on CH4emission in the same studied sites from May to October 2014. CH4emission was measured using a dark static chamber and the fast greenhouse gas analyzer (FGGA) during the two growing season. We observed an obvious seasonal variation in CH4emission at the studied sites. The CH4emission varied from -0.42 to 18.06 mg m-2h-1and its maximum value occurring in summer and/or autumn. These results showed that the CH4emission in the grazing and fencing plot was (31.32±19.57) g/m2and (30.31±23.46) g/m2, respectively, during the growing season, and there were no significant differences in CH4emission between grazing and fencing plots (P>0.05).However, the CH4emission in the grazing plot was (21.01±12.35) g/m2during heavy grazing periods (from July to September 2013), which was 54.3% higher than that in the fencing plot (un-grazed plot). Moreover, the results revealed that the CH4emission in the two clipping plots with 8 cm and 4 cm of vegetation height after clipping were (5.01±5.37) g/m2and (4.69±5.99) g/m2, respectively, during the growing season, which were significantly higher in the 8 cm vegetation height in the clipping plot (335.9%) than that in the non-clipping plot (1.15±1.89) g/m2(P<0.05), and 308.0% higher in the 4 cm vegetation height in the clipping plot than that in the non-clipping plot. Furthermore, we also measured the aboveground biomass in both the grazing and clipping plots. The results indicated that grazing decreased the aboveground biomass, which was 37.5% lower than the control plot ((525.88±103.47) g/m2vs. (886.09±124.46) g/m2) (P<0.05). We also found a significantly negative correlation between aboveground biomass and CH4emission in August (P<0.05), which may imply that CH4flux emissions decrease due to the reduced height of herbaceous vegetation. In summary, the results of the present study suggested that the sheep or yak grazing and clipping disturbance increased CH4emission in plateau wetland, via the reduction of the transporting distance from soil to the atmosphere due to significantly decreased aboveground biomass. This result provides the basic date for habitat protection and management in the plateau wetland in China.

grazing; clipping; CH4emission; Zoige Plateau wetland

國家林業(yè)公益性行業(yè)科研專項(201204201, 201304315)；國家林業(yè)局“948”項目(2014- 4- 67)；國家科技支撐項目(2011BAC02B03)

2015- 08- 31;

日期:2016- 06- 13

10.5846/stxb201508311798

*通訊作者Corresponding author.E-mail: lkyclj@126.com

周文昌,崔麗娟,王義飛,李偉.放牧對若爾蓋高原濕地CH4排放的影響.生態(tài)學報,2017,37(3):851- 859.

Zhou W C, Cui L J, Wang Y F, Li W.Effects of grazing on the emission of CH4flux in the Zoige Plateau wetland.Acta Ecologica Sinica,2017,37(3):851- 859.