围栏禁牧与放牧对若尔盖高原泥炭地CO2和CH4排放的影响

周文昌，索郎夺尔基，崔丽娟*，王义飞，李伟

1. 中国林业科学研究院湿地研究所，北京 100091；2. 若尔盖湿地国家级自然保护区管理局，四川 若尔盖 624500

围栏禁牧与放牧对若尔盖高原泥炭地CO2和CH4排放的影响

周文昌1，索郎夺尔基2，崔丽娟1*，王义飞1，李伟1

1. 中国林业科学研究院湿地研究所，北京 100091；2. 若尔盖湿地国家级自然保护区管理局，四川 若尔盖 624500

全球气候变暖已是不争的事实，主要是由于大气中CO2和CH4浓度的大幅度增加。泥炭地作为大气CO2“汇”和CH4排放“源”，在全球碳循环中发挥着重要的作用。然而，放牧管理影响着泥炭地CO2和CH4排放通量，以前有关放牧管理对湿地CO2和CH4排放通量的影响研究仍未取得一致的结论。选择了世界上最高的湿地若尔盖高原湿地作为研究样点，对比研究了若尔盖高原湿地围栏内和放牧地CO2和CH4的排放，有助于深刻理解放牧管理对CO2和CH4排放通量的影响过程。于是，在2013年6─10月，基于静态暗箱法，CO2和CH4通量测量采用快速温室气体分析仪（DLT-100，Los Gatos Research，USA）。结果表明：放牧地地表植物生物量较围封地减少了350.21 g·m-2，但增加了地下植物根的生物量729.17 g·m-2。生长季期间，围封地和放牧地的CO2排放通量平均值（±标准差）为(845.02±559.24)和(763.78±534.99) mg·m-2·h-1，但它们无差异显著；而CH4排放通量为(7.65±5.92)和(7.91±4.94) mg·m-2·h-1，它们之间也无差异显著。然而，集中放牧期间（7月下旬至9月底），放牧地CH4排放通量较围封地增加了54.3%，这种CH4排放通量增加的结果主要出现在水位趋向下降，温度最高和生物量最大的条件下，并且 CH4排放以维管植物传输方式为主的时期。因此，这些结果有助于为湿地合理经营和减缓温室气体排放提供数据支撑。

放牧；二氧化碳；甲烷；生物量；若尔盖湿地

全球变暖已是不争的事实，主要是由于大气中二氧化碳（CO2）和甲烷（CH4）等温室气体大幅度的增加（Solomon等，2007；Wang等，2013）。自然泥炭地长期作为一个大气 CO2的吸收“汇”，使得泥炭地土壤储存了地球陆地土壤有机碳库的30%（Gorgam，1991；Yu等，2010；周文昌和崔丽娟，2014），进而表明了泥炭地具有缓减气候变暖的效应（Frolking等，2006）。同时，泥炭地又作为大气CH4的主要排放“源”（Gorgam，1991），每年的排放量为115×1012g CH4（Fung等，1991），占全球大气中 CH4排放源的 22%（Chowdhury和Dick，2013）。然而，由于过去数十年间严重的土地利用，导致了全球泥炭地大量的退化，改变其CO2和CH4排放通量（Strack，2008），可能影响到泥炭地的碳“汇”功能发挥和准确地预算将来 CO2和CH4的排放量（Kluge等，2008；Strack，2008）。

放牧作为山地泥炭沼泽湿地生态系统中一种主要的土地利用方式，影响湿地生态系统 CO2和CH4排放通量（Hirota等，2005；Wang等，2008；Worrall和Clay，2012；张艳博等，2012）。然而，目前有关放牧对湿地生态系统CO2和CH4排放通量的影响研究结果表明，Ford等（2012）对比研究沼泽放牧和围栏内禁牧指出放牧减少了 CO2排放通量，且排放量存在空间上的差异，认为气候条件温度因子起着重要的作用；同样，王爱东等（2010）研究祁连山高寒灌丛草地放牧也较围栏内禁牧的CO2排放通量小，这些研究者认为是土壤温度和湿度因子影响的结果；反之，高寒草甸处于长期的放牧压力、泥炭地放牧或者牧羊践踏泥炭地土壤后，均增加湿地CO2排放通量（Wang等，2008；Clay和Worrall，2013），认为是放牧增加了系统易于分解的有机碳源，诸如牲口排泄的粪便和尿液输入到生态系统，改变了其土壤理化性质。Wang等（2013）研究草地生态系统牲口排泄物输入生态系统中增加了CO2通量的排放；张艳博等（2012）研究高寒草地放牧指出放牧增加了凋落物的分解速率，可能也是增加生态系统CO2排放通量的原因。然而，宗宁等（2013）报道短期内放牧并未显著地影响青藏高寒草甸生态系统呼吸，由于放牧减少了微生物碳含量，降低其微生物分解的碳源底物，另一方面增加了植物根的补偿性的碳排放。然而目前有关放牧对湿地生态系统 CH4排放通量的影响结果表明，Hirota等（2005）和 Ward等（2007）研究湿地放牧增加了CH4排放通量100%～300%，主要由于放牧缩短了CH4排放通量的路径或者引起植物变化导致的原因；但是从长期考虑，放牧减少地表生物量，进而减少CH4生成的底物，随后减少CH4排放通量（Hirota等，2005）。于是Falk等（2014）经过3年的模拟实验研究放牧对CH4排放通量的影响指出放牧减少了CH4排放通量为84%，得到与之前预期的结果一致。Ford等（2012）研究湿地生态系统放牧并无显著地影响湿地CH4排放通量，可能是由于湿地具有较高的水位和更低的土壤温度。因此，以上研究表明了放牧对湿地生态系统CO2和CH4排放通量的影响较复杂，并且存在影响CO2和CH4排放通量方向不一致的争论，有必要继续调查研究放牧对湿地生态系统CO2和CH4排放通量的影响，以便揭示放牧对湿地CO2和CH4排放通量的影响规律，为湿地放牧管理提供可靠数据支撑。

青海-西藏高原天然湿地面积约为9.4×106hm2（包含河流和湖泊）占到我国天然湿地面积 51.2%（Ding等，2004）。然而，位于青海-西藏高原东部边缘的若尔盖高原湿地，是世界上海拔最高的湿地分布区（Xiang等，2009），同时又作为我国5大牧区之一，沼泽草场过度放牧严重，实际载畜量远远大于理论载畜量（张顺谦等，2007；郑群英等，2009）。为了满足放牧的需求，目前湿地生态系统为了放牧而被排水或者湿地放牧趋势越来越严重，这种不合理的过度放牧活动引起了一系列生态问题，包含植被组成和结构（李珂等，2011）、生物多样性和湿地退化（赵魁义和何池全，2000；Xiang等，2009；韩大勇等，2011；崔丽娟等，2013），以及放牧可能影响土壤水分（Worrall和 Clay，2012）、温度（Ford等，2012）和植物生产力的变化（Hirota等，2005；Ward等，2007；Worrall和Clay，2012）。这些环境生物和非生物因子又作为影响湿地CO2和CH4排放通量的主控因子（Hirota等，2005；Wang等，2008；宗宁等，2013）。因此，调查研究若尔盖高原湿地的放牧活动对湿地 CO2和 CH4排放通量的影响，揭示其影响规律和效果，有助于深刻理解放牧管理对高寒湿地生态系统的碳循环过程和方向。

1 研究区概况和研究方法

1.1 研究区概况

若尔盖湿地位于青藏高原的东部边缘，西临巴颜克拉山，东抵岷山，南至邛崃山，为一块完整的丘状高原。行政上主要包括四川省红原县、若尔盖县，此外还包括甘肃省玛曲东南部、碌曲县南部以及青海省的久治县西南部。本区属于青藏高原寒冷气候区，气候特点为寒冷而潮湿，四季差异不明显，仅有寒暖二季。本区年平均气温为 0.6～1.2 ℃，7月气温最高，平均气温为9.1～11.4 ℃，1月最冷，平均气温为-8.2～-10.9 ℃（Xiang等，2009；李珂等，2011）。年均降水量为650 mm，降水量主要集中在5─9月，占全年降水量的80%（郑群英等，2009；Xiang等，2009）。本研究点位于若尔盖县行政管辖内，地理坐标为33°55′8″N，102°49′8″E，海拔为3441 m。样地优势植物为西藏嵩草（Kobresia tibetica）、木里苔草（Carex muliejsis）、花葶驴蹄草（Caltha scaposa）和鹅绒委陵菜(Potentilla ansrina)，伴生稀少的矮金莲花（Trollius farreri）和矮火绒草（Leontopodium nonum）等。植被盖度接近100%，土壤类型为泥炭沼泽土。

1.2 研究方法

1.2.1 样地设置方法

于2013年5月底建立标准样地1 hm2，在样地内建立围栏样方和围栏外取样点，围栏内禁止牧羊啃食草和践踏土壤地表。围栏外以牛羊任意啃食植物，在围栏内和围栏外的放牧地草丘植物生长位置上各自安裝静态暗箱底座3个（n=3）。为了防止样地异质性造成较大的误差源，围栏内与围栏外放牧取样点相距3～5 m，数据取样调查期间，研究样点放牧时间段集中在7月下旬至9月底，植被被牧羊啃食。

1.2.2 气体采集方法

气体通量（CO2和CH4）采集方法基于静态暗箱法，静态暗箱由底座（50 cm×50 cm×20 cm）和顶箱（50 cm×50 cm×50 cm）组成。静态暗箱底座由铁皮制作，上口周围有5 cm高度的水槽，防止气体遗漏；底座插入土壤为15 cm，整个实验期间保持于原位土壤中。顶箱由有机玻璃塑胶制成，箱子四周棱角用铝包装，箱子内部顶部有2个5 cm×5 cm风扇，顶箱上部中央有2个2 cm直径的小圆孔，以便2根末端带有橡胶塞的透明导气管（内径为4 mm）插入静态箱内顶部，导气管长度为20 m。顶箱外面周围用塑料泡沫包裹，保持箱内温度稳定。在选定的取样点安装静态暗箱底座，箱内空气伴随着2个末端导气管通过温室气体分析仪（DLT-100，Los Gatos Research，USA）分析。该仪器采用离轴积分腔输出光谱（Off-Axis Integrated Cavity Output Spectroscopy，简称为 OA-ICOS）技术，具有操作简单、低耗能、高精度和高稳定性等特点（Hendriks等，2008；Baldocchi等，2012）。每次气体通量测量之前，底座水槽注满水，启动温室气体分析仪，当仪器显示的CO2和CH4体积分数稳定到当地大气环境体积分数值分别为380×10-6和1.8×10-6左右时，这个过程大约持续5 min。然后，将静态暗箱扣在底座上，箱内空气通过1根导气管经过温室气体分析仪分析，接着气体通过另1根导气管无破坏地返回到静态暗箱，密闭测量约15 min，将静态暗箱置于开放状态。这个过程一直持续测量完所有静态暗箱取样位点，数据通过该仪器自动记录读取保存，数据采样频率设置为1 Hz。经过数据分析表明时间的延长，气体浓度变化的斜率并没有随着时间的延长而改变，气体通量测量时间为2013年6─10月，约2周测量1次，每次测量时间为每天的09:30─12:00。气体通量以暗箱内气体浓度变化的直线斜率计算（R2>0.95），公式根据王跃思（2004）的气体通量等式：

式中：F为气体通量（mg·m-2·h-1），dc/dt代表箱内封闭期间的气体浓度在单位时间内的直线斜率，M为被测气体的摩尔质量，P为采样点的大气压，Vo、Po、To分别为标准大气压下的标准摩尔体积、标准大气压和绝对温度，T为箱内的绝对温度，H为箱子高度。

1.2.3 环境因子测量

测量气体通量时，同步采用数字温度计测量箱内温度和土壤30 cm温度。水位记录在样地内挖井深度为1 m，测量其样地地下水位深度。水位为负值代表水位在地表之下，水位为正值代表水位在地表之上，围栏内和围栏外放牧地采用同一个水位记录值。

1.2.4 生物量采集方法

于2013年8月中旬收割植被生物量。生物量采集丘状上50 cm×50 cm，生物量分地上和地下生物量。地上生物量采用割草刀收获，地下挖取土壤表层0～20 cm的植被根生物量，根通过水冲洗后，放牧区和围栏区内分别收集6个点。然后，植物样品均带回实验室烘干至恒质量，分别计算地上和地下生物量。

1.2.5 数据分析

围栏内和放牧地数据之间的差异显著采用样本t检验。环境因子（水位和温度）与气体通量的相关关系采用Pearson相关系数检验其相关显著性，采用逐步回归线性分析检验通量和所有环境因子之间的关系。数理统计差异分析采用SPSS 18.0软件包，以及作图采用软件Origin 8.6。数据组之间显著差异性水平设置为P=0.05。

2 结果与分析

2.1 围栏内和放牧地的植被生物量和环境因子

由表1可知，放牧地的地上植物生物量较围栏内显著地减少了350.21 g·m-2（t=-5.300，P=0.000），反而放牧地的地下生物量较围栏内增加了 729.17 g·m-2，但它们之间未达到差异显著（t=1.051，P=0.318），最终放牧地总植物生物量较围栏内增加了 378.96 g·m-2，不过它们之间无差异显著（t=-0.574，P=0.579）。

表1 围栏内和放牧地的植物生物量Table 1 Plant biomass in fencing and sites grazing in the study site g·m-2

生长季平均水位（±标准差）为(-30.0±21.6) cm，水位最高峰值出现7月22日（-1.3 cm），次峰出现在6月初（-13.9 cm）、8月13日（-12.1 cm）和9月29日（-12.5 cm），水位最低峰值出现在8月底（-67.9 cm）（图1）。土壤30 cm温度从夏季初逐渐升高，到8月底达到峰值，然后10月底达到最低值，温度趋势呈现“单峰”形状（图1）。经过t检验，短期内的围栏禁牧和放牧极少观测到它们之间的土壤30 cm温度存在显著差异（t=-0.707～5.000，P=0.070～1.000）（图1）。

2.2 围栏内和放牧地的CO2和CH4排放量

生长季期间，围栏内和放牧地的CO2排放量平均值（±标准差）分别为(845.02±559.24)和(763.78± 534.99) mg·m-2·h-1，然而，配对-t检验分析表明它们之间无显著的差异（t=1.567，P=0.156）（图2）。即使在7月下旬至9月底，研究点为集中放牧时间段，它们之间的 CO2排放量也未达到差异显著（t=1.579，P=0.189）（图2）。然而，基于独立t-检验对每次取样时间点进行分析，也未发现围栏与放牧地CO2排放通量存在差异显著（t=-0.474～2.039，P=0.111～0.936）（图2）。

生长季期间，围栏内和放牧地CH4排放量平均值（±标准差）(7.65±5.92)和(7.91±4.94) mg·m-2·h-1，配对-t检验分析表明它们之间无显著的差异（t=-0.123，P=0.905）（图2）。但在7月下旬至9月底，配对-t检验分析表明研究点为集中放牧时间段，放牧地 CH4排放量较围栏内禁牧地显著地增加了54.3%（t=-3.347，P=0.029）（图2）。但是，基于不同时间段上的取样进行独立-t检验分析表明仅在8月份期间，观测到围栏内禁牧和放牧地处理之间的CH4排放量存在差异显著（t=-3.182～17.993，P=0.033～0.000）（图2）。

图1 水位和土壤30 cm深度的温度Fig. 1 Seasonal variation of soil temperature at 30 cm depth and water table

图2 围栏内和放牧地生长季的二氧化碳和甲烷排放量Fig. 2 Carbon dioxide and methane emissions during the growing season in the fencing and the grazing sites

2.3 围栏内和放牧地CO2和CH4排放通量与环境因子的关系

通过Pearson相关性分析得知，CO2和CH4两种气体排放量与温度存在正相关，但是唯有围栏内CO2排放量与土壤 30 cm 温度存在显著正相关（r=0.675，P=0.046），其他的未达到显著相关水平（r=0.377～0.608，P=0.061～0.317）。CO2和 CH4两种气体排放量与水位存在负相关，但是均未达到显著相关水平（r=-0.331～-0.653，P=0.057～0.384）（表2）。然而，基于所有数据通过逐步回归分析指出温度解释了CO2排放量变化的49.4%，而另一个因子水位解释了排放量变化的31.4%（线性函数关系：CO2排放量(mg·m-2·h-1)=104.436土壤 30 cm温度-16.638水位-830.861，调整r2=0.808，F=36.824，P=0.000，n=18）；温度解释了 CH4排放量变化的27.3%，水位解释了排放量的19.9%（线性函数关系：CH4排放量(mg·m-2·h-1)=0.807土壤30 cm温度-0.137水位-5.110，调整 r2=0.472，F=8.585，P=0.003，n=18）。

表2 气体通量与温度和水位的关系Table 2 Correlation between gas fluxes with temperature and water table

3 讨论与结论

3.1 放牧对泥炭地CO2排放通量的影响

食草动物对生态系统的影响主要依赖于生态系统类型和放牧压力（Mulder，1999）。湿地 CO2排放通量主要受温度、水位和植被的影响（杨青和吕宪国，1999；宋长春等，2006；Ford等，2012；Schneider等，2012）。放牧管理通过影响土壤湿度、土壤温度和植被类型，从而期待着影响CO2排放通量（Ward等，2007；Ford等，2012）。适宜的湿度条件，温度的增加通常导致CO2排放量的增加（王爱东等，2010；Wang等，2013）。然而，本研究结果指出放牧地和围栏样地之间生长季期间的土壤温度因子和水位因子并无显著地差异（图1），这种结果可能是由于放牧地和围栏内的植被盖度均超过95%，甚至达到100%，使得地表土壤水分蒸发和土壤温度差异不明显；另外，基于所有数据进行逐步回归分析指出温度和水位共同解释了CO2排放量变化的80.8%。因此，这两种主控因子无显著差异可能是本研究的不同时间点、集中放牧期间和生长季期间，围栏内禁牧与放牧地的CO2排放量均无差异显著的原因（图 2），该研究结果与宗宁等（2013）研究报道高寒草甸一致。另一方面，生态系统呼吸是地上植被和地下根呼吸，以及土壤微生物呼吸的总和（宋长春等，2006；Wang等，2008）。宋长春等（2006）和Wang等（2013）研究表明植物的生长旺盛阶段（或者高的植物生物量）显著地影响湿地生态系统CO2排放通量。因此，与围栏内生物量比较，放牧地显著地降低了地表生物量，却增加了地下生物量（表1），使得根呼吸的增加可能弥补了地上植物呼吸的减少（Ford等，2012；宗宁等，2013）。这也可能是放牧和围栏内禁牧的 CO2排放通量无显著差异的原因。例如，宗宁等（2013）通过模拟青藏高寒草甸放牧植物存在补偿性生长对于维持CO2排放稳定性的重要性，使得短期内的放牧并未显著性影响CO2排放通量。Cao等（2004）研究指出青藏高原草甸重度放牧土壤呼吸比低强度放牧减少50%，可能是由于高强度放牧减少了根生物量所致的原因。

然而，其他研究表明放牧减少地表生物量（Hirota等，2005；Ward等，2007），进而减少植物光合作用的同化能力（Hirota等，2005；Falk等，2014），导致地表土壤裸露，长期的放牧可能将会增加土壤温度和增加土壤地表水分的蒸发强度，进而可能增加CO2排放通量。另外，牲口啃食植物，然后通过胃发酵排泄出的尿液和粪便输入到生态系统中，进而刺激植被生产力（Cao等，2004）和将植物转变为易于分解的排泄物（尿液和粪便），加速有机质的分解，进而可能增加生态系统呼吸（Lin等，2009；Wang等，2013；宗宁等，2013）。但是有研究报道高强度放牧的高山草地生态系统，放牧增加了土壤稳定性的碳含量（Muñoz等，2013），减少了微生物分解的活性碳源底物（宗宁等，2013），进而可能会减少CO2排放通量。因此，放牧管理对湿地生态系统CO2排放通量的影响很复杂，受到一系列的因素影响，例如，土壤理化性质、植被特征，以及放牧强度和放牧历史，需要进行长期的研究。

3.2 放牧对泥炭地CH4排放通量的影响

CH4的生成、氧化、传输，到从土壤中排放到大气中主要受水位、土壤温度、基质活性和植被初级生产力等因子的影响（Strack等，2004；葛瑞娟等，2011；孙晓新等，2011；Falk等，2014；李晓密和伦小秀，2014）。放牧被认为显著地影响 CH4排放通量（Hirota等，2005；Falk等，2014）。Falk等（2014）研究表明模拟长期放牧减少高山湿地CH4排放通量为84%，归因于植被初级生产力或生态系统CO2净交换与CH4排放通量存在显著地正相关。这种关系存在的普遍解释是更高的生产力或光合作用为产甲烷菌提供了更多的底物，随后促进更高的CH4排放（Joabsson等，1999）。但Hirota等（2005）研究指出短期（生长季）放牧减少了地表植物生物量，反而增加高山湿地CH4排放通量，可能是由于牲口（牦牛和羊）啃食地表植物，减少了CH4排放通过维管植物（莎草科）传输到空气中被氧化的垂直距离，而增加 CH4排放通量。另外，Sjögersten等（2011）和Ford等（2012）研究指出放牧未显著地影响湿地CH4排放通量，这与放牧样地具有更高土壤湿度、较低土壤温度和维管植物的出现有关或者食草动物样地与围栏内未食草动物的植物类型没有改变和地下活性碳也没有变化有关。这两种处理之间CH4排放通量无差异显著的结论与本研究在生长季的放牧和围栏内禁牧处理结果一致。但是，这种CH4通量无显著差异可能也与放牧处理和围栏内禁牧处理之间 CH4通量存在高度的空间变化有关。例如，围栏内最高CH4排放通量峰值出现在6月底（18.06 mg·m-2·h-1），反之放牧处理减少为4.15 mg·m-2·h-1（此段时间前牛羊未进入研究样地）（图2）。不过在放牧高峰期（7月下旬至9月底），放牧显著地增加CH4排放通量，该结果证实了Hirota等（2005）的结论。但是，基于独立-t检验各个时间点的取样表明，围栏内禁牧和放牧地的CH4排放通量存在显著的差异是在水位趋向最低、土壤温度趋向最高和生物量最大的月份（图1），是决定CH4排放通量增加的主要月份（图 2）。这可能联系到 CH4排放的3种传输方式：气泡传输、土壤扩散传输和以维管植物通气组织为媒介传输（Joabsson等，1999；Strack等，2004）。段晓男等（2005）综述表明维管植物对湿地 CH4排放的传输起着重要的作用，有时候达到90%。因此在8月份温度最高和植物生物量最大的条件下，加强了CH4生成菌的活性和增加了 CH4生成所需底物，增加了湿地土壤中CH4的生成量（Joabsson等，1999；段晓男等，2005；Trinder等，2008）。然后当土壤水位远离土壤地表后（图1），可能导致CH4排放主要以维管植物传输，进而放牧减少地表植物生物量（或植物高度）（表1），将会减少了维管植物传输 CH4被氧化的路径（Hirota等，2005），随后增加CH4排放通量。因此，对出现这种现象的传输机制和结果推测，仍需要进一步去研究证实。

致谢：本课题依托若尔盖湿地生态系统定位研究站，且得到若尔盖湿地国家级自然保护区管理局的大力帮助，作者在此表示感谢。

BALDOCCHI D, DETTO M, SONNENTAG O, et al. 2012. The challenges of measuring methane fluxes and concentrations over a peatland pasture[J]. Agricultural and Forest Meteorology, 153: 177-187.

CAO G M, TANG Y H, MO W H, et al. 2004. Grazing intensity alters soil respiration in an alpine meadow on the Tibetan plateau[J]. Soil Biology and Biochemistry, 36(2): 237-243.

CHOWDHURY T R, DICK R P. 2013. Ecology of aerobic methanotrophs in controlling methane fluxes from wetlands[J]. Applied Soil Ecology, 65: 8-22.

CLAY G D, WORRALL F. 2013. The response of CO2fluxes from a peat soil to variation in simulated sheep trampling[J]. Geoderma, 197: 59-66.

DING W, CAI Z, WANG D. 2004. Preliminary budget of methane emissions from natural wetlands in China[J]. Atmospheric Environment, 38(5): 751-759.

FALK J M, SCHMIDT N M, STRÖM L. 2014. Effects of simulated increased grazing on carbon allocation patterns in a high arctic mire[J]. Biogeochemistry, 119(1/3): 229-244.

FORD H, GARBUTT A, JONES L, et al. 2012. Methane, carbon dioxide and nitrous oxide fluxes from a temperate salt marsh: Grazing management does not alter Global Warming Potential[J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 113: 182-191.

FROLKING S, ROULET N, FUGLESTVEDT J. 2006. How northern peatlands influence the Earth's radiative budget: Sustained methane emission versus sustained carbon sequestration[J]. Journal of Geophysical Research, 111: G01008, doi: 10.1029/2005JG000091.

FUNG I, JOHN J, LERNER J, et al. 1991. Three-dimensional model synthesis of the global methane cycle[J]. Journal of Geophysical Research, 96(D7): 13033-13065.

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

HENDRIKS D M D, DOLMAN A J, VAN DER MOLEN M K, et al. 2008. A compact and stable eddy covariance set-up for methane measurements using off-axis integrated cavity output spectroscopy[J]. Atmospheric chemistry and Physics, 8(2): 431-443.

HIROTA M, TANG Y H, HU Q W, et al. 2005. The potential importance of grazing to the fluxes of carbon dioxide and methane in an alpine wetland on the Qinghai-Tibetan Plateau[J]. Atmospheric Environment, 39: 5255-5259.

JOABSSON A, CHRISTENSEN T R, WALLÉN B. 1999. Vascular plant controls on methane emissions from northern peatforming wetlands[J]. Trends in Ecology & Evolution, 14(10): 385-388.

KLUGE B, WESSOLEK G, FACKLAM M, et al. 2008. Long-term carbon loss and CO2-C release of drained peatland soils in northeast Germany[J]. European journal of soil science, 59(6): 1076-1086.

LIN X W, WANG S P, MA X Z, et al. 2009. Fluxes of CO2, CH4, and N2O in an alpine meadow affected by yak excreta on the Qinghai-Tibetan plateau during summer grazing periods[J]. Soil Biology and Biochemistry, 41(4): 718-725.

MULDER C P H. 1999. Vertebrate herbivores and plants in the Arctic and subarctic: Effects on individuals, populations, communities and ecosystems[J]. Perspectives in plant ecology, evolution and systematics, 2(1): 29-55.

MUÑOZ M A, FAZ A, ZORNOZA R. 2013. Carbon stocks and dynamics in grazing highlands from the Andean Plateau[J]. Catena, 104: 136-143.

SCHNEIDER J, KUTZBACH L, WILMKING M. 2012. Carbon dioxide exchange fluxes of a boreal peatland over a complete growing season, Komi Republic, N W Russia[J]. Biogeochemistry, 111(1/3): 485-513.

SJÖGERSTEN S, VAN DER WAL R, LOONEN M J E, et al. 2011. Recovery of ecosystem carbon fluxes and storage from herbivory[J]. Biogeochemistry, 106(3): 357-370.

SOLOMON S, QIN D, MANNING M, et al. 2007. Climate Change 2007: The Physical Science Basis. Contribution of Working Group I to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change[M]. Cambridge and New York: Cambridge University Press.

STRACK M. 2008. Peatlands and climate change[M]. Saarijärven Offset Oy, Saarijärvi, Finland: The International Peat Society Press.

STRACK M, WADDINGTON J M, TUITTILA E S. 2004. Effect of water table drawdown on northern peatland methane dynamics: Implications for climate change[J]. Global Biogeochemical Cycles, 18: GB4003, doi:10.1029/2003GB002209.

TRINDER C J, ARTZ R R E, JOHNSON D. 2008. Contribution of plant photosynthate to soil respiration and dissolved organic carbon in naturally recolonising cutover peatlands[J]. Soil Biology and Biochemistry, 40(7): 1622-1628.

WANG J, SHA L Q, LI J Z, et al. 2008. CO2efflux under different grazing managements on subalpine meadows of Shangri-La, Northwest Yunnan Province, China[J]. Acta Ecologica Sinica, 28(8): 3574-3583.

WANG X Y, HUANG D, ZHANG Y J, et al. 2013. Dynamic changes of CH4and CO2emission from grazing sheep urine and dung patches in typical steppe[J]. Atmospheric Environment, 79: 576-581.

WARD S E, BARDGETT R D, MCNAMARA N P, et al. 2007. Long-term consequences of grazing and burning on northern peatland carbon dynamics[J]. Ecosystems, 10(7): 1069-1083.

WORRALL F, CLAY G D. 2012. The impact of sheep grazing on the carbon balance of a peatland[J]. Science of the Total Environment, 438: 426-434.

XIANG S, GUO R, WU N, et al. 2009. Current status and future prospectsof Zoige Marsh in eastern Qinghai-Tibet Plateau[J]. Ecological Engineering, 35(4): 553-562.

YU Z, LOISEL J, BROSSEAU D P, et al. 2010. Global peatland dynamics since the Last Glacial Maximum[J]. Geophysical Research Letters, 37(13): L13402, doi:10.1029/2010GL043584, 2010.

崔丽娟, 马琼芳, 郝云庆, 等. 2013. 若尔盖高寒沼泽植物群落与环境因子的关系[J]. 生态环境学报, 22(11): 1749-1756.

段晓男, 王效科, 欧阳志云. 2005. 维管植物对自然湿地甲烷排放的影响[J]. 生态学报, 25(12): 3375-3382.

葛瑞娟, 宋长春, 王丽丽. 2011. 湿地甲烷生物化学过程及影响因素的研究进展[J]. 土壤通报, 42(1): 229-235.

韩大勇, 杨永兴, 杨杨, 等. 2011. 放牧干扰下若尔盖高原沼泽湿地植被种类组成及演替模式[J]. 生态学报, 31(20): 5946-5955.

李珂, 杨永兴, 杨杨, 等. 2011. 放牧胁迫下若尔盖高原沼泽退化特征及其影响因子[J]. 生态学报, 31(20): 5956-5969.

李晓密, 伦小秀. 2014. 施肥与不施肥措施下小麦田的CO2, CH4, N2O排放日变化特征[J]. 生态环境学报, 23(1): 178-182.

宋长春, 王毅勇, 王跃思, 等. 2006. 人类活动影响下淡水沼泽湿地温室气体排放变化[J]. 地理科学, 26(1): 82-86.

孙晓新, 牟长城, 宋长春, 等. 2011. 采伐对小兴安岭森林沼泽甲烷通量的影响[J]. 土壤通报, 42(1): 190-194.

王爱东, 尚占环, 鱼小军, 等. 2010. 东祁连山北坡高寒灌丛草地围栏与放牧干扰下CO2释放速率的比较研究[J]. 甘肃农业大学学报, 45(1): 120-124.

王跃思. 2004. 碳交换的暗箱测量方法[C]//陈泮勤. 地球系统碳循环. 北京: 科学出版社: 130-145.

杨青, 吕宪国. 1999. 三江平原湿地生态系统土壤呼吸动态变化的初探[J]. 土壤通报, 30(60): 254-256.

张顺谦, 郭海燕, 罗勇. 2007. 气候变化和载畜量对若尔盖草地沙化的驱动力评价[J]. 中国草地学报, 29(5): 64-71.

张艳博, 罗鹏, 孙庚, 等. 2012. 放牧对青藏高原东部两种典型高寒草地类型凋落物分解的影响[J]. 生态学报, 32(15): 4605-4617.

赵魁义, 何池全. 2000. 人类活动对若尔盖高原沼泽的影响与对策[J].地理科学, 20(5): 444-449.

郑群英, 泽柏, 李华德, 等. 2009. 若尔盖沼泽草甸载畜量变化[J]. 草业与畜牧, 6: 14-16.

周文昌, 崔丽娟. 2014. 泥炭湿地碳储量核算与其影响因素分析[J]. 土壤学报, 51(2): 226-237.

宗宁, 石培礼, 蔣婧, 等. 2013. 短期氮素添加和模拟放牧对青藏高原高寒草甸生态系统呼吸的影响[J]. 生态学报, 33(19): 6191-6201.

Effects of Fencing and Grazing on the Emissions of CO2and CH4in Zoige Peatland, East Qinghai-Tibetan Plateau

ZHOU Wenchang1, SUOLANG Duoerji2, CUI Lijuan1*, WANG Yifei1, LI Wei1
1. Institute of Wetland Research, Chinese Academy of Forestry, Beijing 100091, China; 2. The Management Bureau of Zoige Wetland National Nature Reserve, Zoige 624500, China

Global warming is well-known, which is mainly because of the increase of greenhouse gas in the atmosphere, such as carbon dioxide (CO2) and methane (CH4). Natural peatland as a sink of atmospheric CO2and a source of atmospheric CH4, plays an important role in global carbon cycle. However, grazing could affect the emissions of the CO2and CH4fluxes in the peatland. So far, many studies focused on the influences of grazing on the emissions of both CO2and CH4fluxes in the wetlands and there are still no consensus achieved. In this study, to understand the influence of grazing on the emissions of both CO2and CH4fluxes in wetland, we investigated the emissions of both CO2and CH4fluxes from the fencing and grazing sites in the Zoige Plateau wetland, which is the highest Plateau wetland in the world. The CO2and CH4fluxes were measured based on the dark static chamber method using the Fast Greenhouse Gas Analyzer over the growing season in 2013. Results showed that the aboveground biomass in the grazing site decreased by 350.21 g·m-2compared with the fencing site, while belowground biomass in the grazing site increased by 729.17 g·m-2compared with the fencing site. The mean CO2emissions over the growing season in the fencing and grazing sites were (845.02±559.24) (standard deviation) mg·m-2·h-1and (763.78±534.99) mg·m-2·h-1with no significant difference. In addition, the mean CH4emissions in the fencing and grazing sites were (7.65±5.92) mg·m-2·h-1and (7.91±4.94) mg·m-2·h-1with no significant difference. However, the mean CH4emission during the main grazing period (from late July to September in 2013) in the grazing site significantly increased by 54.3% compared with the fencing site. During the main grazing period, the enhanced CH4emissions in grazing site mainly relied on vascular plants transport in the low water table, the high methanogenic activity at the high soil temperature, and the large plant biomass. Therefore, the results will help to provide basic information for the reasonable wetland management and mitigating the emissions of greenhouse gas.

grazing; fencing; CO2; CH4; biomass; Zoige wetlands

10.16258/j.cnki.1674-5906.2015.02.001

X171.1

A

1674-5906（2015）02-0183-07

周文昌，索郎夺尔基，崔丽娟，王义飞，李伟. 围栏禁牧与放牧对若尔盖高原泥炭地CO2和CH4排放的影响[J]. 生态环境学报, 2015, 24(2): 183-189.

ZHOU Wenchang, SUOLANG Duoerji, CUI Lijuan, WANG Yifei, LI Wei. Effects of Fencing and Grazing on the Emissions of CO2and CH4in Zoige Peatland, East Qinghai-Tibetan Plateau [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(2): 183-189.

中央级公益性科研院所基本科研业务费专项（CAFINT2011K07）；国家林业公益性行业科研专项（201304315；201204201）；国家科技支撑项目（2011BAC02B03）；中国清洁发展机制基金赠款项目（2012076）

周文昌（1983年生），男，博士研究生，主要从事湿地碳循环研究。E-mail: zwclky@126.com *通信作者：E-mail: wetlands108@126.com

2014-11-28