馬 莉 牟長城 王 彪 張 妍 李 娜

(東北林業(yè)大學(xué)生態(tài)研究中心 哈爾濱 150040)

排水造林對溫帶小興安嶺沼澤濕地碳源/匯的影響*

馬 莉 牟長城 王 彪 張 妍 李 娜

(東北林業(yè)大學(xué)生態(tài)研究中心 哈爾濱 150040)

【目的】 從生態(tài)系統(tǒng)尺度揭示排水造林干擾對溫帶沼澤濕地碳源/匯功能的影響規(guī)律及其影響機(jī)制，以期為濕地碳匯管理提供科學(xué)依據(jù)?！痉椒ā?選取小興安嶺沼澤濕地排水造林后不同時(shí)期(10，30年)形成的人工興安落葉松林及天然草叢沼澤為研究對象，采用靜態(tài)箱-氣相色譜法、碳/氮分析儀測定法與相對生長方程法，同步測定10，30年生人工興安落葉松林及相應(yīng)立地上天然草叢沼澤的土壤呼吸(CO2、CH4)碳排放量、植被凈初級生產(chǎn)力與年凈固碳量，并依據(jù)生態(tài)系統(tǒng)凈碳收支平衡揭示排水造林對溫帶沼澤濕地碳源/匯的影響規(guī)律?！窘Y(jié)果】 排水造林改變了草叢沼澤CH4排放的季節(jié)變化趨勢，由單峰排放型轉(zhuǎn)化為排放與吸收交替型，并使CH4源/匯功能發(fā)生了轉(zhuǎn)化，由草叢沼澤CH4強(qiáng)排放源(年通量1.780 mg·m-2h-1)轉(zhuǎn)化為人工林CH4弱吸收匯(年通量-0.006 mg·m-2h-1)； 排水造林對草叢沼澤土壤CO2排放年通量(168.07～220.43 mg·m-2h-1)并無顯著影響，10，30年生人工興安落葉松林土壤CO2排放年通量分別較草叢沼澤降低12.8%(Pgt;0.05)和提高14.3%(Pgt;0.05)； 排水造林改變了草叢沼澤CH4和CO2排放主控因子，即其CH4主控因子由30～40 cm土壤溫度轉(zhuǎn)化為與土壤溫度不相關(guān)，草叢沼澤土壤CO2主控因子為氣溫及0～30 cm土壤溫度，10和30年生人工林排水壟轉(zhuǎn)化為氣溫及0～40 cm土層土壤溫度、而排水渠轉(zhuǎn)化為氣溫及地表溫度(30年生人工林)或與氣溫及土壤溫度均不相關(guān)(10年生人工林)； 10年生人工林植被凈初級生產(chǎn)力和年凈固碳量(10.51和4.68 t·hm-2a-1)顯著低于草叢沼澤(15.44和6.74 t·hm-2a-1)31.9%和30.6%(Plt;0.05)，而30年生人工林植被凈初級生產(chǎn)力和年凈固碳量(14.40和6.39 t·hm-2a-1)卻與草叢沼澤相近(-6.7%和-5.2%，Pgt;0.05)； 10年生人工林碳匯(0.72 t·hm-2a-1)顯著低于草叢沼澤(2.08 t·hm-2a-1)65.4%(Plt;0.05)，30年生人工林碳匯(1.20 t·hm-2a-1)仍低于草叢沼澤但差異性不顯著(-42.3%，Pgt;0.05)?！窘Y(jié)論】 10年生興安落葉松人工林顯著降低小興安嶺草叢沼澤濕地碳匯功能近2/3，其碳匯功能恢復(fù)至少需要30年以上時(shí)間，故應(yīng)避免對溫帶沼澤濕地進(jìn)行排水造林。

小興安嶺； 沼澤濕地排水造林； 興安落葉松人工從； 溫室氣體排放； 年凈固碳量； 生態(tài)系統(tǒng)碳源/匯

濕地僅占全球陸地面積的4%～6% (Matthewsetal., 1987; Aselmannetal., 1989)，而其碳儲量卻占全球陸地碳儲量的12%～24%(IPCC, 2001)，巨大的碳儲存能力使?jié)竦爻蔀槿蛱佳h(huán)研究熱點(diǎn) (胡啟武等, 2009)。天然濕地每年向大氣排放大約1.45 億t CH4-C，占全球人為和自然甲烷排放總量的25% (Whalen, 2005)，故天然濕地被認(rèn)為是大氣溫室氣體的排放源(Carrolletal., 1997; Whittingetal., 2001; Whalen, 2005)。同時(shí)，天然濕地具有豐厚的土壤泥炭層，伴隨著泥炭層形成、沉積物堆積和植物生物量累積等過程，能夠吸收固定大氣中的CO2，因此，濕地又被認(rèn)為是大氣溫室氣體的吸收匯(Kroghetal., 2003; Breviketal., 2004; Bedard-Haughnetal., 2006; Eulissetal., 2006; Alongietal., 2007)。天然濕地究竟是碳源還是碳匯目前仍有爭議，有學(xué)者認(rèn)為濕地對溫室氣體的總貢獻(xiàn)應(yīng)取決于CO2和CH4源/匯這兩種作用的綜合影響(Makirantaetal., 2010)。

排水造林是人類對天然濕地利用的主要方式(Hooijeretal., 2010)。近200多年來，全球農(nóng)林業(yè)排水和泥炭開采導(dǎo)致300億t CO2排放，折合碳損失量為81.9 億t (Lappalainen, 1996)，說明濕地排水造林、墾殖等人為活動對濕地碳源/匯功能可產(chǎn)生實(shí)質(zhì)性影響，探討排水造林對濕地碳源/匯的影響規(guī)律及其影響機(jī)制在全球碳循環(huán)研究中具有重要意義。

目前國內(nèi)外有關(guān)排水造林對北方泥炭地生態(tài)系統(tǒng)碳平衡、土壤碳儲量及動態(tài)影響方面的研究表明，濕地排水和機(jī)械化筑壟、整地改變了濕地微地形，引起濕地生境變化，如土壤水位下降，致使土壤有氧層增加(Silinsetal., 1999; Murphyetal., 2009)、溫度升高(Arnoldetal., 2005)，一方面導(dǎo)致排水濕地CO2排放量增大(Oberbaueretal., 1992; Hooijeretal., 2010)、CH4源/匯功能發(fā)生轉(zhuǎn)變(Rouletetal., 1995; Mellingetal., 2005; 孫曉新等, 2009)及泥炭層碳庫大量消耗(Minkkinenetal., 1998; Pageetal., 2011; 崔巍等, 2013)等碳釋放過程有所增強(qiáng),另一方面，泥炭地排水造林能夠促進(jìn)林木生長，并提高林分生產(chǎn)力(牟長城等, 2007)，進(jìn)而又可能增強(qiáng)系統(tǒng)固碳能力。即排水造林后，如濕地系統(tǒng)的凈碳排放大于凈碳固定則轉(zhuǎn)化為碳源，反之系統(tǒng)凈碳固定大于凈碳排放則維持其碳匯。排水造林后，泥炭地轉(zhuǎn)化為碳源還是保持碳匯狀態(tài)，不僅依賴于生境類型與氣候條件(Silvolaetal., 1996; Minkkinenetal., 1998; 2002; Laihoetal., 2004; Byrneetal., 2005)，而且也依賴于林分生長、碳吸納及其凋落物輸入對碳損失的補(bǔ)償作用。但現(xiàn)有研究多側(cè)重于排水造林、林業(yè)經(jīng)營對泥炭地或生境碳平衡的影響(Makirantaetal., 2010)，而考慮整個(gè)系統(tǒng)的碳收支特征，故尚難以揭示排水造林對沼澤濕地系統(tǒng)碳源/匯的影響程度及影響機(jī)制。

我國東北林區(qū)自20世紀(jì)80年代以來相繼開展了濕地排水造林，目前形成的濕地興安落葉松(Larixgmelinii)人工林面積約數(shù)十萬公頃(李文華等, 2007)，為開展排水造林對沼澤濕地系統(tǒng)碳源/匯的影響研究提供了理想試驗(yàn)場所。本研究以小興安嶺沼澤濕地排水造林形成的人工興安落葉松沼澤林為對象，采用靜態(tài)箱-氣象色譜法、碳/氮分析與相對生長方程法，通過野外原位同步測定不同時(shí)期沼澤濕地排水造林形成的10，30年生人工興安落葉松林及對照天然草叢沼澤濕地的土壤CO2、CH4排放通量、植被凈初級生產(chǎn)力與年凈固碳量，依據(jù)生態(tài)系統(tǒng)凈碳收支平衡，揭示排水造林對溫帶沼澤濕地碳源/匯的影響規(guī)律，并結(jié)合環(huán)境因子探討其影響機(jī)制，以期為我國東北林區(qū)濕地資源經(jīng)營管理實(shí)踐提供科學(xué)依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于小興安嶺中段，黑龍江省伊春市友好林業(yè)局永青林場(128°30′36″—128°45′00″E，48°03′53″—48°17′11″N)，海拔260～500 m。受海洋氣團(tuán)和西伯利亞寒流影響，氣溫波動較大，屬溫帶大陸濕潤季風(fēng)氣候。年均氣溫0.4 ℃，≥10 ℃年積溫2 000～2 500 ℃。年均降水量630 mm，全年有2個(gè)降水高峰期： 冬季的降雪和7—8月間的降雨，高峰期降水占全年降水量的70%，全年無霜期110天，最早霜期在9月上旬，最晚霜期在次年的5月中旬結(jié)束，霜期長達(dá)6個(gè)月。地帶性植被為溫帶紅松(Pinuskoraiensis)闊葉混交林。地帶性土壤是暗棕壤，占所有土壤類型的71%，其他土壤類型有草甸土、沼澤土和泥炭土，草甸土和沼澤土占27%，泥炭土占2%。主要濕地類型有草叢沼澤、灌叢沼澤、森林沼澤、蘚類沼澤和淺水沼澤等多種類型，但以森林沼澤為主(郎惠卿, 1999)。

2 研究方法

2.1樣地設(shè)置

在伊春市友好林業(yè)局永青林場選擇排水造林后不同時(shí)期形成的10，30年生人工興安落葉松林與相應(yīng)立地上的天然草叢沼澤作為研究對象(表1)。在10，30年生人工興安林濕地與天然對照草叢沼澤濕地中各設(shè)置3塊20 m×30 m樣地，共設(shè)置9塊樣地。由于排水壟和排水渠的土壤呼吸存在差異性，故在10，30年生人工落葉松林樣地的排水壟和排水渠及對照草叢沼澤分別設(shè)置3個(gè)靜態(tài)箱，共計(jì)設(shè)置15個(gè)靜態(tài)箱，并對其進(jìn)行同步氣體通量觀測。人工林株行距均為1 m×2 m，壟寬120～140 cm，排水渠寬60～80 cm，因雨水侵蝕和坍塌，10年生人工林壟臺高50 cm，30年生人工林壟臺高25 cm。為準(zhǔn)確估測CO2和CH4氣體通量，依據(jù)排水壟和排水渠所占的單位面積比例(65%和35%)分別估算，將兩者加和得到單位面積土壤異氧呼吸碳排放通量。

表1 樣地概況Tab. 1 Survey of sample plots

2.2植被凈初級生產(chǎn)力與年凈固碳量的測定

2.2.1 喬木層凈初級生產(chǎn)力測定 分別于2014年春季生長開始期(5月上旬)和秋季生長停止期(10月下旬)，對10和30年生人工興安落葉松林樣地中胸徑≥2 cm的952株(10年生人工林508株，30年生人工林444株)林木使用胸徑尺在樹干1.3 m處進(jìn)行每木檢尺，獲得各標(biāo)準(zhǔn)地生長開始期與生長結(jié)束期的林木胸徑數(shù)據(jù)，借助現(xiàn)有本地區(qū)興安落葉松苔草(Carexschmidtii)沼澤林的落葉松胸徑與生物量的回歸方程(表2)(周文昌等, 2012) 分別計(jì)算生長開始期與結(jié)束期喬木層生物量，取兩者的差值估算喬木層凈初級生產(chǎn)力。

表2 興安落葉松相對生長方程①Tab. 2 Relative growth equations for Larix gmelinii

①W:生物量Biomass (kg);D:胸徑Diameter at breast height at 1.3 m height (cm).

2.2.2 灌木層和草本層凈初級生產(chǎn)力測定 在2014夏季(8月中旬)生物量達(dá)到最大時(shí)，于每塊樣地中心與四角共設(shè)置5個(gè)2 m×2 m 灌木樣方，隨機(jī)設(shè)置10個(gè)1 m×1 m草本樣方，采用收獲法獲取灌木層與草本層地上與地下的生物量鮮質(zhì)量，并對其進(jìn)行取樣； 在70 ℃下烘干至恒質(zhì)量，計(jì)算含水率，得到生物量干質(zhì)量； 灌木層凈初級生產(chǎn)力為其生物量除以平均年齡(3年)，草本層凈初級生產(chǎn)力為其地上部分與地下部分當(dāng)年生物量的加和(地上部分全部視為當(dāng)年生，地下部分選取靠近莖干、顏色較淺部分作為當(dāng)年生新根)。

2.2.3 植物有機(jī)碳濃度測定 利用碳/氮分析儀Multi N /C 3100和HT 1300 Solids Module (Analytik Jena AG，Germany) 通過1 300 ℃干燒法測定喬木層(干、根、枝、葉)、灌木層(根、莖、葉)和草本層(地上莖葉、地下根系)有機(jī)碳濃度。

2.2.4 植被年凈固碳量測定 喬木層、灌木層、草本層的年凈固碳量可通過各自凈初級生產(chǎn)力與其相應(yīng)碳濃度的乘積獲得，植被層的年凈固碳量為三者之和(牟長城等, 2013)。

2.3氣體采集與分析

氣體采集采用靜態(tài)暗箱-氣象色譜法。暗箱由不銹鋼頂箱(規(guī)格為50 cm×50 cm×50 cm)和不銹鋼底座(規(guī)格為50 cm×50 cm×10 cm)組成。采樣前，把底座插入采樣點(diǎn)土壤中10 cm(為避免土壤擾動劇烈)，在安裝完畢后底座放在樣地不動直至全年取樣結(jié)束，以保證對底座內(nèi)部的土壤干擾最小。采樣時(shí)，先將底座上部四周的凹槽注水密封，再安放頂箱(每次安放頂箱前需去除底座內(nèi)植物及其根系，以排除植物自養(yǎng)呼吸碳排放)。頂箱內(nèi)部安有直徑10 cm的小風(fēng)扇，取樣時(shí)保持風(fēng)扇轉(zhuǎn)動，避免箱內(nèi)出現(xiàn)氣體濃度差，風(fēng)扇用12 V蓄電池供電。在箱頂部開設(shè)2個(gè)直徑1 cm的小孔，其一作為取樣口，內(nèi)置橡膠塞，其二用于帶橡膠塞的數(shù)字溫度計(jì)探頭通過。風(fēng)扇電源線也穿過箱頂部，后用硅膠將小孔密封。頂箱外粘貼泡沫保溫材料，以減少箱內(nèi)溫度波動。取樣時(shí)間為2014年5月8日—2015年4月28日。每隔10天觀測1次，每次時(shí)間為8:00～11:00，每個(gè)靜態(tài)箱重復(fù)取4次(分別在靜態(tài)箱封閉后0，10，20和30 min進(jìn)行)。用60 mL聚氯乙烯醫(yī)用注射器經(jīng)三通閥連接鐵針頭通過箱頂部橡膠塞取樣。氣體樣品用注射器取出后轉(zhuǎn)移進(jìn)100 mL氣體采集袋保存并帶回實(shí)驗(yàn)室，在1周內(nèi)利用HP5890Ⅱ氣象色譜儀完成濃度分析工作(李兆富等, 2002; Wangetal., 2003)。最后計(jì)算各沼澤濕地類型的土壤異養(yǎng)呼吸年碳排放量。

按下式計(jì)算CH4和CO2排放通量(王躍思, 2004)：

式中：F為CH4或CO2的氣體通量(mg·m-2h-1)，dc/dt為采樣時(shí)氣體濃度隨時(shí)間變化的直線斜率；M為被測氣體的摩爾質(zhì)量；P0，V0和T0分別為標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下的標(biāo)準(zhǔn)大氣壓、氣體摩爾體積和絕對溫度(分別為1 013.25 hPa、22.41 L·mol-1和273.15 K)；P和T分別為采樣點(diǎn)的實(shí)際大氣壓和溫度；H為采樣箱高度(cm)。F為正值時(shí)表示排放，為負(fù)值時(shí)表示吸收(孫曉新, 2009)。

為揭示CH4和CO2通量季節(jié)變化規(guī)律，進(jìn)行季節(jié)劃分， 春季為3月下旬至6月中旬，夏季為6月下旬至9月中旬； 秋季為9月下旬至12月中旬，冬季為12月下旬至翌年3月中旬，生長季為5月上旬至10月下旬，非生長季為11月上旬至次年4月下旬。

2.4環(huán)境因子測定

氣體采樣時(shí)，對各樣地取樣點(diǎn)的氣溫、土壤溫度(0，5，10，15， 20，30和40 cm深處)以及觀測點(diǎn)水位(于采樣箱附近挖井進(jìn)行測定)進(jìn)行同步測定(氣溫、箱溫、0～40 cm土壤溫度在每次氣體觀測開始前和結(jié)束后各觀測1次，水位在每次氣體采樣開始前觀測1次)。使用JM便攜式數(shù)字溫度計(jì)和相應(yīng)長度的探針測定溫度。在采集箱附近挖井，用鋼卷尺測量沼澤水位。本研究僅進(jìn)行生長季環(huán)境因子與土壤氣體(CO2，CH4)排放的相關(guān)性分析。

2.5數(shù)據(jù)處理

采用SPSS19.0和Microsoft Office Excel 2010軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)分析。采用單因素方差分析(one-way ANOVA)分析不同數(shù)據(jù)組建的差異性，顯著性水平設(shè)置為α=0.05。采用Pearson相關(guān)系數(shù)評價(jià)不同因子間的相關(guān)關(guān)系，相關(guān)性水平設(shè)置為α=0.05。

3 結(jié)果與分析

3.1排水造林對沼澤濕地CH4排放通量的影響

由圖1可知，草叢沼澤CH4排放通量為0.06～13.55 mg·m-2h-1，均為排放CH4，且呈近似單峰型季節(jié)變化趨勢，即冬末春初開始波動升高，至夏季達(dá)到排放高峰值(13.55 mg·m-2h-1)，夏末秋初開始波動下降，至整個(gè)冬季均維持在較低排放水平。10年生林地CH4排放通量為-0.08～0.09 mg·m-2h-1，30年生林地為-0.07～0.08 mg·m-2h-1，不僅排放峰值遠(yuǎn)低于草叢沼澤(僅相當(dāng)于后者0.5%～0.6%)，而且均呈CH4排放與吸收交替出現(xiàn)的季節(jié)變化趨勢。

圖1 草叢沼澤濕地與排水造林10和30年生人工興安落葉松林土壤CH4排放通量的季節(jié)變化Fig.1 Seasonal dynamics of soil methane emission flux from natural marsh wetlands and drainage of 10 or 30 years old plantations by wetlands draining for forestation

由表3可知，排水造林使草叢沼澤CH4源/匯功能發(fā)生了轉(zhuǎn)化。草叢沼澤CH4排放年通量為1.780 mg·m-2h-1，表現(xiàn)為CH4強(qiáng)排放源，而10，30年生人工林CH4排放年通量均為-0.006 mg·m-2h-1，均為CH4的弱吸收匯。草叢沼澤在春、夏、秋、冬四季及生長季和非生長季均排放CH4，呈現(xiàn)夏gt;春≈秋≈冬、生長季gt;非生長季的分布格局，10年生人工林在春、夏季及生長季為CH4弱吸收匯，秋、冬季及非生長季為CH4弱排放源，呈秋≈冬≥夏≥春、生長季≈非生長季的分布格局； 30年生人工林在春、秋季及生長季與非生長季為CH4弱吸收匯，夏、冬季為CH4弱排放源，呈春≈夏≈秋≈冬及生長季≈非生長季的分布格局。因此，排水造林干擾10和30年后各季節(jié)均已轉(zhuǎn)化為CH4的弱吸收匯或弱排放源，進(jìn)而改變了CH4排放的季節(jié)分布格局

3.2排水造林對沼澤濕地CO2排放通量的影響。

由圖2可知，排水造林對草叢沼澤土壤CO2排放季節(jié)動態(tài)有影響。草叢沼澤與排水造林樣地土壤CO2排放季節(jié)變化趨勢基本一致，即自初春開始波動升高，至夏季達(dá)到排放高峰值，夏末秋初開始降低，直至整個(gè)冬季維持較低水平。但各處理土壤CO2排放峰值個(gè)數(shù)及形成時(shí)間卻有所不同，草叢沼澤在6月上旬、7月中旬、8月上旬和下旬出現(xiàn)4個(gè)排放峰值(482.36，682.86，574.96和807.12 mg·m-2h-1)，10年生人工林在6月中旬、7月下旬和8月下旬出現(xiàn)3個(gè)排放峰值(403.41，592.98和568.38 mg·m-2h-1)，30年生人工林僅在6月中旬和8月中旬出現(xiàn)2個(gè)排放峰值(520.56和568.38 mg·m-2h-1)?？梢?，草叢沼澤土壤CO2排放隨季節(jié)變化的波動性相對較大，排水造林樣地土壤CO2排放季節(jié)波動性相對較小。

由表3可知，排水造林對草叢沼澤土壤CO2排放年通量具有影響。各處理土壤CO2排放年通量為168.07～220.43 mg·m-2h-1，10年生人工林較草叢沼澤降低12.8% (Pgt;0.05)，30年生人工林較草叢沼澤提高14.3% (Pgt;0.05)，且30年生人工林較10年生人工林顯著提高31.2% (Plt;0.05)。因此，10年生人工林降低了土壤CO2排放量，30年生人工林提高了土壤CO2排放量。此外，排水造林對草叢沼澤土壤CO2排放季節(jié)變化也有影響，草叢沼澤土壤CO2通量表現(xiàn)為夏gt;春≈秋gt;冬的近似單峰型分布格局； 而10，30年生人工林土壤CO2通量卻表現(xiàn)為夏gt;春gt;秋gt;冬或夏gt;春≥秋≥冬的偏態(tài)型分布格局。主要源于排水造林顯著降低了沼澤濕地秋、冬季的土壤CO2排放通量(Plt;0.05)，10年生人工林春季土壤CO2排放通量較對照降低幅度也較大(Pgt;0.05)，30年生人工林夏季土壤CO2排放通量較對照提高幅度較大(Pgt;0.05)。10年生人工林土壤CO2年排放通量低于草叢沼澤主要源于春、秋、冬3個(gè)季節(jié)排放通量的減少，30年生人工林土壤CO2年排放通量高于草叢沼澤主要源于夏季排放通量的提高。

圖2 草叢沼澤濕地與排水造林10和30年生人工興安落葉松林土壤CO2排放通量的季節(jié)變化Fig.2 Seasonal dynamics of soil carbon dioxide emission flux from natural marsh wetlands and drainage of 10 or 30 year-old-plantation by wetlands draining for forestation

3.3排水造林對沼澤濕地土壤CO2和CH4排放主控因子的影響

由表4可知，排水造林對沼澤濕地土壤CH4和CO2排放的主控因子具有影響。草叢沼澤CH4排放與30 cm(Plt; 0.05)及40 cm(Plt; 0.01)深處土壤溫度顯著正相關(guān)，而10，30年生人工林排水壟、排水渠的CH4排放與各深處土壤溫度均不存在顯著相關(guān)性。

草叢沼澤土壤CO2排放與氣溫及0～30 cm各深處土壤溫度顯著(Plt; 0.05)或極顯著正相關(guān)(Plt; 0.01)，而10，30年生林地排水壟土壤CO2排放與氣溫及各深處土壤溫度極顯著正相關(guān)(Plt; 0.01)，但10年生林地排水渠土壤CO2排放與氣溫及各深處土壤溫度相關(guān)性均不顯著，30年生林地排水渠與氣溫極顯著正相關(guān)(Plt; 0.01)，與地表溫度顯著正相關(guān)(Plt; 0.05)。可見，排水造林改變了草叢沼澤土壤CO2和CH4排放與環(huán)境因子的相關(guān)關(guān)系。

表3 草叢沼澤與排水造林土壤CO2和CH4排放通量季節(jié)變化①Tab. 3 Seasonal changs of soil carbon dioxide and methane emission flux from natural marshwetlands and plantations by wetlands draining for forestation

①不同大寫字母表示同一季節(jié)不同處理間差異性顯著(Plt;0.05)； 不同小寫字母表示同一處理不同季節(jié)間差異性顯著(Plt;0.05)。下同。Different capital letters indicate significant difference between different treatment in the same season(Plt;0.05); Different lowercase letter indicate significant difference between different season in the same treatment(Plt;0.05).The same below.

3.4排水造林對沼澤濕地植被固碳能力的影響

由表5可知，排水造林對小興安嶺沼澤濕地植被固碳能力具有顯著影響。草叢沼澤及10，30年生人工林的植被凈初級生產(chǎn)力和年凈固碳量分別為10.51～15.44 t·hm-2a-1和4.68～6.74 t C·hm-2a-1，10年生人工林凈初級生產(chǎn)力和年凈固碳量顯著低于草叢沼澤31.9%和30.6%(Plt;0.05)，30年生人工林僅略低于草叢沼澤(6.7%和5.2%，Pgt;0.05)，但顯著高于10年生人工林37.0%和36.5%(Plt;0.05)。因此，10年生人工林顯著降低了草叢沼澤的植被固碳能力，而30年生人工林其植被固碳能力顯著高于10年生人工林且與草叢沼澤相近。

排水造林對各植被層固碳能力的影響規(guī)律也有所不同。草叢沼澤僅由草本層所組成，而排水造林形成的人工林則由喬木層、灌木層和草本層組成，草本層凈初級生產(chǎn)力和年凈固碳量以草叢沼澤最高，10和30年生人工林草本層顯著低于草叢沼澤96.7%～96.9%和89.2%～89.8%(Plt;0.05)，且30年生人工林草本層顯著高于10年生人工林草本層225.5%～228.6%(Plt;0.05)； 喬木層凈初級生產(chǎn)力和年凈固碳量表現(xiàn)為30年生人工林顯著高于10年生人工林31.4%～31.7%(Plt;0.05)； 灌木層凈初級生產(chǎn)力和年凈固碳量表現(xiàn)為10年生人工林高于30年生人工林33.3%～35.9%，但差異性不顯著(Pgt;0.05)。因此，30年生人工林植被固碳能力顯著高于10年生人工林主要是源于30年生林地喬木層與草本層固碳能力顯著提高。

3.5排水造林對小興安嶺天然沼澤濕地碳源/匯的影響

由表6可知，排水造林干擾對小興安嶺草叢沼澤碳源/匯具有顯著影響。草叢沼澤及10，30年生人工落葉松林的生態(tài)系統(tǒng)凈碳收支均為正值(0.72～2.08 tC·hm-2a-1)，故均為碳的吸收匯。但二者碳匯強(qiáng)度卻存在較大差異，10年生人工林的碳匯強(qiáng)度較草叢沼澤顯著降低65.4%(Plt;0.05)，30年生人工林較草叢沼澤降低42.3%(Pgt;0.05)，且較10年生人工林提高66.7%(Pgt;0.05)。因此，10年生人工林顯著降低了小興安嶺草叢沼澤的碳匯功能(約降低2/3)，30年生人工林碳匯功能正得到恢復(fù)(約降低2/5)。

此外，排水造林干擾對沼澤濕地碳源/匯功能的影響與干擾后恢復(fù)時(shí)間有關(guān)。10年生人工林的植被固碳能力顯著低于草叢沼澤(Plt;0.05)，但其土壤呼吸碳排放能力卻與草叢沼澤差異不顯著(Pgt;0.05)； 而30年生人工林植被固碳能力與草叢沼澤相近(-5.2%，Pgt;0.05)，其土壤呼吸碳排放能力與草叢沼澤差異也不顯著(Pgt;0.05)。因此，10年生人工林碳匯功能降低主要是源于植被固碳能力的降低，30年生人工林隨著植被固碳能力的恢復(fù)，其碳匯功能也正得到恢復(fù)。

表4 排水造林人工林溫室氣體排放與溫度、水位的相關(guān)性①Tab. 4 Correlation between greenhouse gas fluxes and temperature, water table of plantations by wetlands draining for forestation

① **:Plt; 0.01； *:Plt; 0.05。

表5 草叢沼澤濕地與排水造林人工林植被凈初級生產(chǎn)力與年凈固碳量Tab.5 Net primary productivity and annual net carbon sequestration of natural marshwetlands and plantations by wetlands draining for forestation

表6 草叢沼澤濕地與排水造林人工林的碳源/匯Tab. 6 Source or sink of carbon from natural marsh wetlandsand plantations by wetlands draining for forestation tC·hm-2a-1

4 討論

4.1排水造林干擾對沼澤濕地CH4排放的影響

濕地排水造林或排水轉(zhuǎn)化草地等人為干擾可導(dǎo)致CH4排放與吸收交替出現(xiàn)(Rouletetal., 1995; Mellingetal., 2005; 孫曉新等, 2009)及排放降低或使其源/匯功能發(fā)生轉(zhuǎn)化(Nyk?nenetal., 1995; Arnoldetal., 2005; 孫曉新等, 2009; Kayranlietal., 2010; Slametal., 2012)。原因在于濕地排水和筑壟改變微地形，引起生境變化，如水位下降(Silinsetal., 1999; Murphyetal., 2009)、溫度升高(Arnoldetal., 2005)，進(jìn)而使?jié)竦谻H4源/匯功能發(fā)生轉(zhuǎn)變(Rouletetal., 1995; Mellingetal., 2005)。本研究中，排水壟和排水渠生長季平均水位較草叢沼澤降低50.4～77 cm和35.9～48.7 cm，且水位經(jīng)常隨降水上、下浮動，使得厭氧環(huán)境與有氧環(huán)境頻繁轉(zhuǎn)化，限制了CH4產(chǎn)生菌的活性，進(jìn)而導(dǎo)致人工落葉松林CH4通量呈現(xiàn)排放與吸收交替發(fā)生，年均通量均表現(xiàn)為CH4的弱吸收匯。

4.2排水造林干擾對沼澤濕地CO2排放的影響

濕地排水和筑壟能改變微地形(排水壟和排水渠)，增加生境異質(zhì)性，進(jìn)而對土壤呼吸產(chǎn)生不同的影響，如排水壟水位下降，致使土壤有氧層增加(Silinsetal., 1999; Murphyetal., 2009)、溫度升高(Arnoldetal., 2005)，促進(jìn)微生物有氧分解活動，進(jìn)而增大土壤CO2排放量(Oberbaueretal., 1992; Hooijeretal., 2010)，本研究中排水壟生長季平均水位較草叢沼澤下降50.4～77 cm，0～40 cm土壤溫度較草叢沼澤升高1.8～4.2 ℃，故使其土壤CO2排放量較草叢沼澤提高9.8%～41.1%，與排水引起土壤呼吸作用增強(qiáng)的結(jié)論(Oberbaueretal., 1992; Raichetal., 1992; 江長勝等, 2010)相一致； 而排水渠水位相對較高(生長季平均水位較排水壟高14.4～28.5 cm)，溫度相對較低(生長季0～40 cm土壤溫度較排水壟低0.7～2.7 ℃)，排水渠內(nèi)微生物活動減弱，故排水渠土壤CO2排放量較草叢沼澤降低35.4%～54.8%，這與排水渠土壤呼吸作用降低的結(jié)論(Arnoldetal., 2005)相一致。正是由于這兩方面的綜合作用最終導(dǎo)致排水造林干擾對草叢沼澤土壤CO2排放量并無顯著影響。

4.3排水造林干擾對沼澤濕地CO2和CH4排放主控因子的影響

溫度是影響沼澤濕地CH4通量的重要因子(Macdonaldaetal., 1998; Dasselaaretal., 1999; 石蘭英等, 2010)。本研究中，草叢沼澤處于水淹厭氧環(huán)境(生長季平均水位9.9 cm)，水分已不是其限制因子，但深層土壤溫度較低(生長季30～40 cm土壤層溫度為3.4～5.5 ℃)，可能限制CH4產(chǎn)生菌的活性，故CH4排放與深層土壤溫度顯著正相關(guān)。而排水造林后，排水壟和排水渠的CH4排放與水位及0～40 cm各深處土壤溫度相關(guān)性均不顯著，這可能是由于兩者水位過低(排水壟和排水渠生長季平均水位較草叢沼澤降低50.4～77 cm和35.9～48.7 cm)，一方面難以形成CH4產(chǎn)生菌所需充足厭氧環(huán)境，另一方面，水位往往處于土壤有機(jī)層以下，也可能減少CH4產(chǎn)生菌所需有機(jī)底物供應(yīng)，故兩者CH4排放與水位及土壤溫度相關(guān)性均不顯著。

草叢沼澤土壤CO2排放與氣溫及0～30 cm各深處土壤溫度顯著正相關(guān)，而排水壟土壤CO2排放卻與氣溫及0～40 cm各深處土壤溫度顯著正相關(guān)，這與現(xiàn)有結(jié)論土壤溫度是影響土壤呼吸速率和土壤微生物活性的重要因素(Zoggetal., 1997; Andrewsetal., 2000; 宋長春等, 2006; 江長勝等, 2010)相一致； 但10年林地排水渠土壤CO2排放與0～40 cm各深處土壤溫度相關(guān)性均不顯著，30年林地排水渠土壤CO2排放僅與氣溫及地表溫度極顯著或顯著正相關(guān)與上述結(jié)論有所不同，這可能是由于排水渠水淹環(huán)境抑制了微生物有氧分解活動所致。

4.4排水造林干擾對沼澤濕地植被固碳能力的影響

10年生人工林顯著降低溫帶小興安嶺草叢沼澤植被固碳能力近1/3，30年生人工林其植被固碳能力與草叢沼澤相近(-5.2%)。前者與崔巍等(2013)的排水造林降低寒溫帶大興安嶺沼澤濕地植被固碳能力近1/2 的研究結(jié)論相一致，而后者與其則不同。原因在于草叢沼澤具有較高固碳能力，排水造林改變其生境條件，如微地形及水文發(fā)生變化(Silinsetal., 1999; Murphyetal., 2009)，使排水壟生境趨于旱生化，不利于濕生草本植物生存及生長，加之排水造林初期落葉松生長緩慢，難以彌補(bǔ)草本層固碳損失，進(jìn)而降低其植被固碳能力； 而30年生人工林，落葉松已進(jìn)入快速生長階段，喬木層固碳能力顯著提高，進(jìn)而提高了其植被固碳能力(較10年生人工林提高近1/3)。

小興安嶺草叢沼澤與30年生人工落葉松林的植被凈初級生產(chǎn)力(1.54和1.44 kg·m-2a-1)已達(dá)到或接近現(xiàn)有中國東北植被凈初級生產(chǎn)力(0.6～1.4 kg·m-2a-1)(張憲洲, 1993; 周廣勝等, 1996; 毛德華等, 2012)及溫帶森林沼澤植被凈初級生產(chǎn)力(1.0～1.5 kg·m-2a-1)(Trettinetal., 1995)的上限； 兩者的植被固碳能力(0.67和0.64 kgC·m-2a-1)已超過現(xiàn)有中國陸地植被平均固碳能力(0.49 kgC·m-2a-1)(何浩等, 2005)和全球平均植被固碳能力(0.41 kgC·m-2a-1)(李銀鵬等, 2001)30.6%～36.7%和56.1%～63.4%。說明兩者均屬高生產(chǎn)力及高固碳能力的濕地植被類型，亦即草叢沼澤排水造林30年后的植被固碳能力正得到恢復(fù)。

4.5排水造林干擾對沼澤濕地碳源/匯影響

排水造林降低溫帶小興安嶺草叢沼澤濕地碳匯0.9～1.4 t C·hm-2a-1(降低2/5～2/3)，這與現(xiàn)有研究結(jié)論中的排水造林降低北方、溫帶濕地碳匯0.3～2.8 tC·hm-2a-1(Armentanoetal., 1986)與熱帶濕地碳匯0.4～1.9 tC·hm-2a-1(Maltbyetal., 1993)一致，但低于北方泥炭地排水碳匯損失2.5～5.5 tC·hm-2a-1的結(jié)論(Leifeldetal., 2011)。這可能與區(qū)域氣候及濕地類型不同有關(guān)，本區(qū)地處溫帶，水熱條件好，排水造林形成的人工林固碳能力高，碳匯損失相對較少，而北方泥炭地處寒溫帶，水熱條件差，泥炭地植被固碳能力低，難以補(bǔ)償排水所引起的土壤呼吸碳損失，故北方泥炭地排水后碳匯損失相對較大。

至于溫帶草叢沼澤排水造林10年生人工林碳匯降低顯著及30年生人工林碳匯降低不顯著的原因則在于10年生人工林植被固碳能力較草叢沼澤降低近1/3，但土壤呼吸碳排放卻與草叢沼澤相近(-1/7，Pgt;0.05)，導(dǎo)致10年生人工林碳匯降低顯著； 30年生人工林固碳能力與草叢沼澤相近(-1/20，Pgt;0.05)，且土壤呼吸碳排放與草叢沼澤也相近(1/9，Pgt;0.05)(表6)，故導(dǎo)致其30年生林地碳匯與草叢沼澤無顯著差異。

5 結(jié)論

1) 溫帶小興安嶺草叢沼澤濕地排水造林(興安落葉松人工林)干擾10與30年后CH4源/匯功能發(fā)生了轉(zhuǎn)化(即由CH4強(qiáng)排放源轉(zhuǎn)化為弱吸收匯)，CH4排放季節(jié)動態(tài)趨勢由單峰型轉(zhuǎn)化為排放與吸收交替型； 排水造林對土壤CO2排放量影響并不顯著(10年生興安落葉松人工林較沼澤濕地降低12.8%，30年生興安落葉松人工林較沼澤濕地提高14.3%)。

2) 排水造林對溫帶小興安嶺草叢沼澤濕地植被固碳能力具有顯著影響。10年生興安落葉松人工林顯著降低植被固碳能力，30年生興安落葉松人工林植被固碳能力正得到恢復(fù)。

3) 10年生興安落葉松人工林顯著降低了溫帶小興安嶺沼澤濕地碳匯功能(約降低2/3)，30年興安落葉松生人工林亦未恢復(fù)至干擾前的碳匯量(約降低2/5)。因此，從維持濕地碳匯角度考慮，應(yīng)避免對濕地進(jìn)行排水造林。

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(責(zé)任編輯 于靜嫻)

EffectsofWetlandDrainageforForestationonCarbonSourceorSinkofTemperateMarshesWetlandsinXiaoxing’anMountainsofChina

Ma Li Mu Changcheng Wang Biao Zhang Yan Li Na

(CenterforEcologicalResearch,NortheastForestryUniversityHarbin150040)

【Objective】This paper tries to reveal the impacting patterns and mechanisms of draining for forestation that affect carbon source or sink of temperate marsh wetlands at ecosystem level, in order to provide a scientific basis for carbon sink of wetlands management. 【Method】The carbon (CO2and CH4) emission fluxes, vegetation net primary productivity and carbon sequestration were studied by static chamber gas chromatography method and Multi N/C 3100，HT 1300 Solids Module (Analytik Jena AG, Germany) and the relative growth equation method from natural marsh wetland andLarixgmeliniiplantation in the marsh wetlands under different draining treatments (10 years old, 30 years old) in Xiaoxing’an mountains of China, so as to evaluate the effects of wetland draining for forestation on carbon source or sink of temperate marshes which based on net ecosystem carbon balance.【Result】Draining for forestation changed the seasonal variation trend of CH4emission fluxes from natural marsh wetlands which turned from approximate unimodal type into alternative emission and uptake. And it also changed the function of CH4source or sink ,from strong CH4emission source ,mean annual fluxes were 1.780 mg·m-2h-1, to weak CH4uptake sink (-0.006 mg·m-2h-1)); Draining for forestation had no significant influence on the mean annual fluxes (168.07-220.43 mg·m-2h-1) of CO2emission from natural marsh wetlands; Compared with the natural marsh wetlands, mean annual fluxes of CO2emission decreased by 12.8%(Pgt;0.05) from 10 years oldLarixgmeliniiplantation and increased by 14.3% (Pgt;0.05) from 30 years oldLarixgmeliniiplantation; Draining for forestation changed the main controlling factors of CH4and CO2emission from natural marsh wetlands. CH4emission fluxes from natural marsh wetlands turned from significant positive correlation with 30-40 cm soil temperature, into that they were not related with 30-40 cm soil temperature after draining for forestation 10 or 30 years; the main controlling factors of CO2emission fluxes from natural marsh wetlands were the air temperature and the 0-30 cm soil temperature, but the drainage ridge of 10 or 30 years old plantation turned into air temperature and 0-40 cm soil temperature, while the main controlling factors of the drainage ditches from 30 years old plantation were significantly correlated only with air temperature and 0 cm soil temperature, drainage ditches of 10 years old plantation were not related with air temperature and soil temperature; The net vegetation primary productivity (15.44 t·hm-2a-1) and annual net carbon sequestration (6.74 t·hm-2a-1) of natural marsh wetlands were significantly reduced by 31.9% and 30.6% (Plt;0.05) after the draining for forestation for 10 years (10.51 and 4.68 t·hm-2a-1), but there were no significant difference between larch plantation and natural marsh wetlands (-6.7% and -5.2%,Pgt;0.05) after the draining for forestation for 30 years (14.40 and 6.39 t·hm-2a-1) ; The carbon sink of natural marsh wetlands (2.08 t·hm-2a-1) significantly decreased by 65.4% (Plt;0.05) after the draining for forestation for 10 years (0.72 t·hm-2a-1), yet there was no significant gap between the larch plantation (1.20 t·hm-2a-1) and natural marsh wetlands (-42.3%,Pgt;0.05) after the draining for forestation for 30 years.【Conclusion】The draining for forestation decreased the function of carbon sink from natural marsh wetlands by about 2/3 significantly at first 10 years, then it needs 30 years at least for the carbon sink to be recovered to the same as natural marsh wetlands; So, draining for forestation should be avoided in the temperate marsh wetlands.

Xiaoxing’an mountains； marsh wetland draining for forestation；Larixgmeliniiplantation; greenhouse gas emission； vegetation net carbon sequestration； carbon source or sink of ecosystem

10.11707/j.1001-7488.20171001

2015-12-31；

2017-08-30。

國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(31370461)。

*牟長城為通訊作者。

S714.2; Q948

A

1001-7488(2017)10-0001-11