若爾蓋高原退化濕地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量

周文昌, 崔麗娟, 王義飛, 李 偉

(1.中國(guó)林業(yè)科學(xué)研究院 濕地研究所 濕地生態(tài)功能與恢復(fù)北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100091; 2.湖北省林業(yè)科學(xué)研究院, 武漢 430075)

若爾蓋高原退化濕地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量

周文昌1,2, 崔麗娟1, 王義飛1, 李 偉1

(1.中國(guó)林業(yè)科學(xué)研究院 濕地研究所 濕地生態(tài)功能與恢復(fù)北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100091; 2.湖北省林業(yè)科學(xué)研究院, 武漢 430075)

為了定量評(píng)價(jià)若爾蓋高原泥炭沼澤濕地退化的碳儲(chǔ)存潛力，研究通過(guò)土壤剖面法，收集了3個(gè)樣點(diǎn)的泥炭沼澤濕地土壤樣品(原始泥炭地0—200 cm、中度退化沼澤濕地0—100 cm和重度退化泥炭地0—100 cm)。研究表明：(1) 中度退化沼澤濕地(1.11±0.18 g/cm3)和重度退化泥炭地(0.72±0.04 g/cm3)土壤容重平均值較原始泥炭地增加了251.8%和129.7%；中度退化沼澤濕地(46.18±6.61 g/kg)和重度退化泥炭地(87.37±6.36 g/kg)土壤有機(jī)碳含量平均值較原始泥炭地降低了74.2%和51.1%。(2) 土層深度為0—100 cm時(shí)，原始泥炭地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量較中度退化沼澤濕地(384.73±95.57 t/hm2)顯著高了47.0%，而與重度退化泥炭地(518.39±33.07 t/hm2)土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量無(wú)顯著差異；當(dāng)原始泥炭地有機(jī)層增加到0—200 cm后，中度退化沼澤濕地和重度退化泥炭地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量較原始泥炭地(1 088.17±172.84 t/hm2)降低了64.6%和52.4%，退化濕地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量的降低可能主要是土壤有機(jī)碳含量降低的原因。盡管退化濕地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量下降，但仍是中國(guó)(102.89 t/hm2)和全球(116.56 t/hm2)陸地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量的3～5倍，該研究可為保護(hù)與恢復(fù)若爾蓋高原濕地提供科學(xué)依據(jù)。

退化濕地; 土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量; 若爾蓋高原

近200多年來(lái)，人類活動(dòng)，尤其是工業(yè)化進(jìn)程的迅速發(fā)展，導(dǎo)致了大氣圈中CO2，CH4，N2O等溫室氣體濃度大幅增加，從而導(dǎo)致近130多年(1880—2012年)全球地表平均溫度上升了0.85℃(0.65～1.06℃)[1-2]，這便引發(fā)國(guó)際科學(xué)家對(duì)全球碳循環(huán)過(guò)程的關(guān)注及其對(duì)碳可被管理的深入理解，以便穩(wěn)定大氣圈中的溫室氣體濃度，緩減全球氣候變暖。泥炭濕地面積僅占地球陸地面積的3%左右，據(jù)研究它的土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量為450～612 Pg[3-5]，約占地球陸地深度0—100 cm土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量(1 576 Pg)的29%～39%[6]。因此，濕地因具有巨大的碳儲(chǔ)量，在全球碳循環(huán)中扮演重要作用。然而，這種巨大土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量是由于生產(chǎn)力和分解力之間的不平衡[7]，跨越數(shù)千年以一個(gè)較弱的碳累積速率[17.2～32.3 g/(m2·a)]儲(chǔ)存于土壤中[4,8-9]。因此，一旦泥炭濕地受到干擾或者環(huán)境變化后，泥炭濕地的碳累積速率就可能發(fā)生改變。

濕地由于遭受嚴(yán)重的人類活動(dòng)(如墾殖、濕地排水、森林濕地采伐和過(guò)度放牧)，使得北美、歐洲、澳大利亞和中國(guó)超過(guò)50%的濕地已損失或退化[10]，這將嚴(yán)重影響濕地生態(tài)系統(tǒng)凈固碳功能[11-12]。若爾蓋高原是我國(guó)兩大主要泥炭濕地(三江平原和若爾蓋高原)分布區(qū)之一，泥炭濕地儲(chǔ)存了大量的土壤碳，但因過(guò)去沼澤濕地嚴(yán)重地被排水、墾殖、過(guò)度放牧，導(dǎo)致了該地區(qū)濕地退化了30%[13]，甚至部分區(qū)域濕地退化了70%左右[14]。因此，研究若爾蓋高原濕地退化后的土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量變化具有重要現(xiàn)實(shí)意義：一方面是若爾蓋高原濕地因常年的低溫和強(qiáng)烈的人類活動(dòng)干擾，高原沼澤濕地生態(tài)系統(tǒng)對(duì)這些干擾是非常敏感的；另一方面，研究退化濕地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)存潛力，可為該地區(qū)濕地保護(hù)與恢復(fù)成本提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)支撐。本研究選擇3種沼澤濕地(原始泥炭地、中度退化沼澤濕地和重度退化泥炭地)，去定量評(píng)價(jià)3種沼澤濕地土壤碳儲(chǔ)存潛力，以期為我國(guó)高原退化濕地提供科學(xué)數(shù)據(jù)支撐。

1 研究地區(qū)和研究方法

1.1 研究區(qū)概況

若爾蓋高原濕地位于青藏高原東部邊緣，西臨巴顏喀拉山，東抵岷山，南至邛崍山，為一塊完整的丘狀高原，行政上主要包括四川省紅原縣和若爾蓋縣，此外還包括甘肅省瑪曲東南部、碌曲縣南部以及青海省的久治縣西南部，沼澤濕地區(qū)海拔為3 400～3 700 m[15]。本區(qū)屬于高原寒溫帶濕潤(rùn)季風(fēng)氣候，年均氣溫為0.7～1.1℃，最暖和最冷月份為7月和1月，平均值分別為10.8℃和-10.6℃；年均降水量為656.8 mm，86%降雨量集中于4—10月[15]。

1.2 研究方法

1.2.1 樣點(diǎn)選擇和樣品取樣方法 2014年8月，選擇若爾蓋濕地國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)3種濕地：水位接近地表的原始泥炭地(CK)、季節(jié)性淹水的中度退化沼澤濕地(MG)和無(wú)淹水的重度退化泥炭地(SG)(表1)。每種濕地建立標(biāo)準(zhǔn)地1 hm2，每個(gè)標(biāo)準(zhǔn)地隨機(jī)采集土壤剖面6個(gè)，原始泥炭地因泥炭層超過(guò)2 m，取樣深度到2 m為止，中度退化沼澤濕地和重度退化泥炭地取樣深度為1 m，由于有機(jī)質(zhì)層不到1 m。土壤樣品采用泥炭土壤不銹鋼土鉆(規(guī)格為內(nèi)徑5 cm，長(zhǎng)度30 cm，附有螺旋狀的延伸把柄)取樣，樣品表層(0—60 cm)按照10 cm取樣，而土壤60 cm以下按照20 cm取樣，每個(gè)樣品通過(guò)保鮮袋密閉，保存于冷藏(4℃)條件下。

表1 三種濕地基本性質(zhì)

注：CK，MD和SD分別代表原始泥炭地、中度退化沼澤濕地和重度退化泥炭地。

1.2.2 室內(nèi)試驗(yàn)數(shù)據(jù)分析 土壤樣品運(yùn)回若爾蓋高寒濕地生態(tài)系統(tǒng)國(guó)家定位觀測(cè)研究站實(shí)驗(yàn)室。土壤樣品由于具有過(guò)量的水分，首先通過(guò)室內(nèi)陰涼通風(fēng)條件下晾干1周后，然后，置于烘箱設(shè)置為70℃的恒溫條件下烘干，烘48 h直至恒重，計(jì)算土壤容重。然后，樣品經(jīng)過(guò)研磨、過(guò)篩和分析其碳含量，樣品過(guò)篩120目(孔徑為0.125 mm)。樣品采用重鉻酸鉀氧化—外加熱法分析土壤有機(jī)碳含量。

1.2.3 數(shù)據(jù)計(jì)算和統(tǒng)計(jì)方法 土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量(SOCS,t/hm2)是通過(guò)土壤容重、土壤有機(jī)碳含量和土層深度計(jì)算的，見(jiàn)參考文獻(xiàn)[16]：

式中：BDi為第i層土壤容重(g/cm3)；SOCi為第i層土壤有機(jī)碳含量(g/kg)；Di為第i層土壤厚度(cm)。

不同數(shù)據(jù)組之間的顯著差異采用SPSS 18.0軟件包進(jìn)行單因素方差分析(One-way ANOVA)，采用Duncan多重比較方法進(jìn)行檢驗(yàn)。顯著水平均設(shè)置為0.05，極顯著水平設(shè)置為0.01。文中數(shù)值為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差。

2 結(jié)果與分析

2.1 退化濕地土壤容重

原始泥炭地CK、中度退化沼澤濕地MD和重度退化泥炭地SD的土壤容重范圍分別為0.23～0.39，0.44～1.41，0.50～0.90 g/cm3，原始泥炭地CK深度0—100 cm土壤容重與中度退化沼澤濕地和重度退化泥炭地深度0—100 cm土壤容重存在顯著差異(p<0.05)，退化濕地MD(1.11±0.18 g/cm3)和SD(0.72±0.04 g/cm3)0—100 cm土壤容重較原始泥炭地CK(0.30±0.03 g/cm3)分別增加了274.4%和144.4%；原始泥炭地CK深度0—200 cm土壤容重與退化濕地MD和SD 0—100 cm土壤容重存在顯著差異(p<0.05)，退化濕地MD和SD 0—100 cm土壤容重較原始泥炭地CK 0—200 cm土壤容重(0.32±0.05 g/cm3)分別增加了251.8%和129.7%(圖1)。

注：CK，MD和SD分別代表原始泥炭地、中度退化沼澤濕地和重度退化泥炭地。下圖同。

圖1退化濕地土壤容重

2.2 退化濕地土壤有機(jī)碳含量

原始泥炭地CK、中度退化沼澤濕地MD和重度退化泥炭地SD的土壤有機(jī)碳含量范圍分別為129.46～226.68，18.22～119.54，27.69～182.82 g/kg，原始泥炭地CK深度0—100 cm土壤有機(jī)碳含量與中度退化沼澤濕地和重度退化泥炭地深度0—100 cm土壤有機(jī)碳含量存在顯著差異(p<0.05)，退化濕地MD(46.18±6.61 g/kg)和SD(87.37±6.36 g/kg)0—100 cm土壤有機(jī)碳含量較原始泥炭地CK(193.86±19.34 g/kg)分別降低了76.2%和54.9%；原始泥炭地CK深度0—200 cm土壤有機(jī)碳含量與中度退化沼澤濕地和重度退化泥炭地深度0—100 cm土壤有機(jī)碳含量存在顯著差異(p<0.05)，退化濕地MD和SD 0—100 cm土壤有機(jī)碳含量較原始泥炭地CK 0—200 cm土壤有機(jī)碳含量(178.71±18.03 g/kg)分別降低了74.2%和51.1%(圖2)。

圖2退化濕地土壤有機(jī)碳含量

2.3 退化濕地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量

由圖3可知，重度退化泥炭地SD表層0—40 cm土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量(323.83 t/hm2)高于中度退化沼澤濕地MD(201.06 t/hm2)和原始泥炭地CK(213.94 t/hm2)；40—50 cm深度，三種濕地土壤有機(jī)碳密度接近(52.63，40.86，42.02 t/hm2)；土層深度增加到50 cm以下后，原始泥炭地土壤有機(jī)碳密度遠(yuǎn)大于退化濕地MD和SD(圖3)。從而原始泥炭地CK深度0—100 cm土壤有機(jī)碳密度平均值(565.64±47.00 t/hm2)較中度退化沼澤濕地MD(384.73±95.57 t/hm2)顯著高了47.0%(p<0.05)，而與重度退化泥炭地SD(518.39±33.07 t/hm2)無(wú)顯著差異(p>0.05)(圖4)。但是，原始泥炭地CK土層深度增加到200 cm時(shí)，其土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量為1 088.17±172.84 t/hm2，重度退化濕地SD深度0—100 cm土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量較原始泥炭地CK深度0—200 cm土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量降低了52.4%(p<0.05)，中度退化沼澤濕地0—100 cm土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量較原始泥炭地0—200 cm土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量降低了64.6%(圖4)。

圖3退化濕地不同深度土壤有機(jī)碳密度

3 討 論

若爾蓋高原原始泥炭地、中度退化沼澤濕地和重度退化泥炭地的土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量范圍為384.73～1 088.17 t/hm2，這個(gè)范圍在其他研究區(qū)的土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量范圍(166.07～2 173.91 t/hm2)(表2)。原始泥炭地CK(1 088.17±172.84 t/hm2)、中度退化沼澤濕地MD(384.73±95.57 t/hm2)和重度退化泥炭地SD(518.39±

33.07 t/hm2)土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量平均值分別是中國(guó)陸地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量平均值的(102.89 t/hm2為面積8.709 4×108hm2和土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量8.961×1016g的平均值)的10.6倍、3.7倍和5.0倍[29]，也分別是全球陸地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量平均值(116.56 t/hm2為面積1.352 15×1011hm2和土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量1.576×1018g的平均值)的9.3倍、3.3倍和4.4倍[6]。因此，盡管若爾蓋高原沼澤濕地/泥炭地退化，濕地仍儲(chǔ)存較大的土壤有機(jī)碳，進(jìn)而支持恢復(fù)與保護(hù)若爾蓋高原沼澤濕地，可能是緩減區(qū)域氣候變暖的最低成本策略。

圖4退化濕地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量

表2 不同地區(qū)沼澤濕地土層深度、土壤有機(jī)碳含量、土壤容重和土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量

然而，由于全球氣候變暖和人類活動(dòng)的影響，若爾蓋高原泥炭沼澤濕地發(fā)生了嚴(yán)重退化，伴隨著泥炭沼澤—沼澤草甸—草甸的演替趨勢(shì)[30-32]。濕地退化不可避免地要導(dǎo)致沼澤濕地生物因子(植物群落)和土壤理化性質(zhì)(土壤溫度、土壤有機(jī)質(zhì)含量和土壤容重)[30,33]，以及濕地水文發(fā)生改變[12,33-34]，進(jìn)而影響濕地生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)過(guò)程[11,31-32,35]。本研究表明，若爾蓋高原泥炭沼澤濕地退化為沼澤濕地和重度退化泥炭地后，土壤1 m深度，中度退化沼澤濕地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量顯著低于原始泥炭地(圖4)，原始泥炭地土層深度增加到2 m，兩種退化濕地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量顯著低于原始泥炭地(降低了64.6%和52.4%)(圖4)，這與其他研究的若爾蓋高原濕地退化后，0—10 cm土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量降低是一致的[32]。究其原因可能是沼澤濕地退化后，濕地土壤有機(jī)碳含量減少導(dǎo)致的[32-33]。這是由于沼澤濕地常常處于淹水和缺氧環(huán)境，動(dòng)植物腐殖質(zhì)殘?bào)w處于厭氧環(huán)境，有機(jī)質(zhì)快速分解是很難的，使得更多有機(jī)質(zhì)積累于土壤中[31]，并長(zhǎng)期以泥炭的形式存儲(chǔ)于濕地土壤中[4,13,20]，這也就是全球泥炭濕地儲(chǔ)存了全球陸地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量(深度0—100 cm)30%左右的原因，也是全球碳循環(huán)中扮演著極其重要的作用[3-4]，并在跨越千年尺度，泥炭濕地具有全球變冷效應(yīng)的原因[36]。盡管原始泥炭地深度0—100 cm土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量與重度退化泥炭地?zé)o顯著差異(p>0.05)，究其原因可能是泥炭沼澤濕地退化后，水位下降，泥炭壓實(shí)，使得0—100 cm土壤有機(jī)質(zhì)層已包含了濕地退化之前是1 m以下的泥炭層，導(dǎo)致土壤容重增加(圖1)，這與其他學(xué)者研究歐洲森林泥炭地排水后的土壤容重顯著增加是吻合的[37]，進(jìn)而可能導(dǎo)致土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量增加[38]。眾所周知，濕地土壤保持著巨大的含水量，一般濕地土壤持水量高出其他陸地土壤的2～8倍[33]，一旦濕地土壤的厭氧環(huán)境發(fā)生改變，土壤有機(jī)質(zhì)隨之發(fā)生變化。據(jù)研究若爾蓋高原原始沼澤濕地土壤含水率維持在80%～90%[39]，甚至三江平原原始沼澤濕地0—20 cm土壤含水率高達(dá)130%以上[33]，而退化沼澤濕地土壤含水率是下降的，如中度退化沼澤土壤含水率比輕度退化沼澤降低了28%[39]。因此濕地退化后，濕地土壤水位或土壤含水率下降，將引起濕地土壤由淹水的缺氧環(huán)境進(jìn)入有氧環(huán)境，導(dǎo)致大量氧氣進(jìn)入土壤剖面和隨之土壤溫度增加后，加速土壤有機(jī)質(zhì)分解[11,33]，這可能是本研究沼澤濕地退化后，土壤有機(jī)碳含量降低74.2%和51.1%的原因(圖2)。另外，沼澤濕地退化程度加重，濕地土壤有機(jī)質(zhì)含量不斷下降，土壤水分也隨疏松的有機(jī)質(zhì)的減少而不再具備強(qiáng)大的持水能力，呈現(xiàn)出土壤水分繼續(xù)降低的趨勢(shì)[33]，可能導(dǎo)致了土壤有機(jī)質(zhì)快速分解和土壤有機(jī)質(zhì)層降低，這可能是退化沼澤/泥炭地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量降低的主要原因。例如，以表2的數(shù)據(jù)資料分析泥炭地土壤有機(jī)質(zhì)深度和土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量的相互關(guān)系，發(fā)現(xiàn)泥炭沼澤濕地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量與有機(jī)質(zhì)深度呈線性顯著正相關(guān)關(guān)系(圖5)。

圖5泥炭深度與泥炭濕地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量的關(guān)系

4 結(jié) 論

若爾蓋高原泥炭沼澤濕地退化后，土層深度為0—100 cm時(shí)，原始泥炭地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量顯著高于中度退化沼澤濕地為47.0%，而與重度退化泥炭地?zé)o顯著差異，這可能與濕地退化，水位下降，泥炭壓實(shí)，土壤容重增加有關(guān)。然而，原始泥炭地土層深度增加到0—200 cm后，退化沼澤濕地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量較原始泥炭地(0—200 cm)降低超過(guò)50%，這可能是土壤有機(jī)碳含量降低的原因。盡管如此，若爾蓋高原退化濕地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量仍是中國(guó)和全球陸地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量的數(shù)倍，表明若爾蓋高原濕地仍是一個(gè)較大的碳匯儲(chǔ)存潛力，進(jìn)而恢復(fù)與保護(hù)該區(qū)域濕地可能是緩減氣候變化的最低成本策略。

致 謝：感謝若爾蓋高寒濕地生態(tài)系統(tǒng)國(guó)家定位觀測(cè)研究站和若爾蓋濕地國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)管理局的大力支持和幫助。

[1] 程肖俠,延曉冬.氣候變化對(duì)中國(guó)大興安嶺森林演替動(dòng)態(tài)的影響[J].生態(tài)學(xué)雜志,2007,26(8):1277-1284.

[2] IPCC. Climate Change 2013:The Physical Science Basis[R]∥ Stocker T F, Qin D, Plattner G K, et al. 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.

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

[4] Yu Z, Julie L, Brosseau D P, et al. Global peatland dynamics since the Last Glacial Maximum[J]. Geophysical Research Letters, 2010,37(13):69-73.

[5] 周文昌,崔麗娟.泥炭濕地碳儲(chǔ)量核算與其影響因素分析[J].土壤學(xué)報(bào),2014,51(2):226-237.

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

[7] Laiho R. Decomposition in peatlands:reconciling seemingly contrasting results on the impacts of lowered water levels[J]. Soil Biology & Biochemistry, 2006,38(8):2011-2024.

[8] Turunen J, Tahvanainen T, Tolonen K, et al. Carbon accumulation in West Siberian Mires, Russia[J]. Global Biogeochemical Cycles, 2001,15(2):285-296.

[9] Wang M, Chen H, Wu N, et al. Carbon dynamics of peatlands in China during the Holocene[J]. Quaternary Science Reviews, 2014,99(9):34-41.

[10] Morenomateos D, Power M E, Comín F A, et al. Structural and Functional Loss in Restored Wetland Ecosystems[J]. Plos Biology, 2012,10(1):e1001247, doi:10.1371/journal. pbio.1001247.

[11] 宋長(zhǎng)春,閻百興,王毅勇,等.沼澤濕地開(kāi)墾對(duì)土壤水熱條件和性質(zhì)的影響[J].水土保持學(xué)報(bào),2003,17(6):144-147.

[12] 李寧云,袁華,田昆,等.滇西北納帕海濕地景觀格局變化及其對(duì)土壤碳庫(kù)的影響[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2011,31(24):7388-7396.

[13] Chen H, Yang G, Peng C, et al. The carbon stock of alpine peatlands on the Qinghai-Tibetan Plateau during the Holocene and their future fate[J]. Quaternary Science Reviews, 2014,95(7):151-158.

[14] 劉紅玉,白云芳.若爾蓋高原濕地資源變化過(guò)程與機(jī)制分析[J].自然資源學(xué)報(bào),2006,21(5):810-818.

[15] Xiang S, Guo R, Wu N, et al. Current status and future prospects of Zoige Marsh in Eastern Qinghai-Tibet Plateau[J]. Ecological Engineering, 2009,35(4):553-562.

[16] 周文昌,索郎奪爾基,崔麗娟,等.排水對(duì)若爾蓋高原泥炭地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量的影響[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2016,36(8):2123-2132.

[17] Gorham E, Lehman C, Dyke A, et al. Long-term carbon sequestration in North American peatlands[J]. Quaternary Science Reviews, 2012,58(60):77-82.

[18] H?per H. Carbon and nitrogen mineralisation rates of fens in Germany used for agriculture:a review[M]∥Broll G, Merbach W, Pfeiffer E M. Wetlands in Central Europe. Berlin:Springer, 2002:149-164.

[19] Botch M S, Kobak K I, Vinson T S, et al. Carbon pools and accumulation in peatlands of the Former Soviet Union[J]. Global Biogeochemical Cycles, 1995,9(1):37-46.

[20] Turunen J, Tomppo E, Tolonen K, et al. Estimating carbon accumulation rates of undrained mires in Finland-application to boreal and subarctic regions[J]. The Holocene, 2002,12(1):69-80.

[21] Beilman D W, Vitt D H, Bhatti J S, et al. Peat carbon stocks in the southern Mackenzie River Basin:uncertainties revealed in a high-resolution case study[J]. Global Change Biology, 2008,14(6):1221-1232.

[22] Akumu C E, Mclaughlin J W. Regional variation in peatland carbon stock assessments, northern Ontario, Canada[J]. Geoderma, 2013,209(11):161-167.

[23] Weissert L F, Disney M. Carbon storage in peatlands: A case study on the Isle of Man[J]. Geoderma, 2013,204-205(4):111-119.

[24] Xing W, Bao K, Gallego-Sala A V, et al. Climate controls on carbon accumulation in peatlands of Northeast China[J]. Quaternary Science Reviews, 2015,115:78-88.

[25] Zhang W J, Xiao H A, Tong C L, et al. Estimating organic carbon storage in temperate wetland profiles in northeast china[J]. Geoderma, 2008,146:311-316.

[26] 蔡體久,辛國(guó)輝,張陽(yáng)武,等.小興安嶺泥炭蘚濕地土壤有機(jī)碳分布特征[J].中國(guó)水土保持科學(xué),2010,8(5):109-113.

[27] 周文昌.火干擾對(duì)小興安嶺森林沼澤生態(tài)系統(tǒng)碳儲(chǔ)量的影響研究[D].哈爾濱:東北林業(yè)大學(xué),2012.

[28] 滿秀玲,劉斌,李奕.小興安嶺草本泥炭沼澤土壤有機(jī)碳,氮和磷分布特征[J].北京林業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào),2010(6):48-53.

[29] Xie Z, Zhu J, Liu G, et al. Soil organic carbon stocks in China and changes from 1980s to 2000s[J]. Global Change Biology, 2007,13(9):1989-2007.

[30] 楊永興,李珂,楊楊.排水疏干脅迫下若爾蓋高原沼澤退化評(píng)價(jià)指標(biāo)體系[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2013,24(7):1826-1836.

[31] Huo L, Chen Z, Zou Y, et al. Effect of Zoige alpine wetland degradation on the density and fractions of soil organic carbon[J]. Ecological Engineering, 2013,51(1):287-295.

[32] Luan J, Cui L, Xiang C, et al. Soil carbon stocks and quality across intact and degraded alpine wetlands in Zoige, east Qinghai-Tibet Plateau[J]. Wetlands Ecology & Management, 2014,22(4):427-438.

[33] 王世巖.三江平原退化濕地土壤物理特征變化分析[J].水土保持學(xué)報(bào),2004,18(3):167-170.

[34] Bai J, Lu Q, Zhao Q, et al. Effects of alpine wetland landscapes on regional climate on the Zoige Plateau of China[J]. Advances in Meteorology, 2013,2013(5):1-7.

[35] Gao J, Zhang X, Lei G, et al. Soil organic carbon and its fractions in relation to degradation and restoration of wetlands on the Zoigê Plateau, China[J]. Wetlands, 2014,34(2):235-241.

[36] Frolking S, Roulet N T. Holocene radiative forcing impact of northern peatland carbon accumulation and methane emissions[J]. Global Change Biology, 2007,13(5):1079-1088.

[37] Minkkinen K, Laine J. Effect of forest drainage on the peat bulk density of pine mires in Finland[J]. Canadian Journal of Forest Research, 1998,28(2):178-186.

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

[39] 李珂,楊永興,楊楊,等.放牧脅迫下若爾蓋高原沼澤退化特征及其影響因子[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2011,31(20):5956-5969.

SoilOrganicCarbonStorageintheDegradedWetlandsinZoigêPlateau

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

(1.BeijingKeyLaboratoryofWetlandServicesandRestoration,InstituteofWetlandResearch,ChineseAcademyofForestry,Beijing100091,China; 2.HubeiAcademyofForestry,Wuhan430075,China)

To quantify the soil organic carbon storage of the degraded marshy wetland in the Zoigê Plateau, China. Three sites (original peatland at depth of 0—200 cm, moderately degraded marshy wetland at depth of 0—100 cm, and severely degraded peatland at depth of 0—100 cm) were chosen and the soil samples were collected using the soil profile methods. This result showed that the soil bulk density (1.11±0.18 g/cm3) in the moderately degraded marshy wetland was 251.8% higher than that of the original peatland, and soil bulk density in the severely degraded peatland (0.72±0.04 g/cm3) was 129.7% higher than that of the original peatland, respectively. Compared to the original peatland, the soil organic carbon contents in the moderately degraded marshy wetland (46.18±6.61 g/kg) and severely degraded peatland (87.37±6.36 g/kg) have reduced by 74.2% and 51.1%, respectively. As the soil samples were collected at depth of 0—100 cm, the soil organic carbon storage in the original peatland was 47.0% significantly higher than that of the moderately degraded marshy wetland (384.73±95.57 t/hm2), but difference between the soil organic carbon storage in original peatland and that in severely degraded peatland (518.39±33.07 t/hm2) were no significant. However, the soil samples were a depth of 0—200 cm for the original peatland, the soil organic carbon storage in the moderately degraded marshy wetland was 64.6% significantly lower than that of the original peatland (1 088.17±172.84 t/hm2), the soil organic carbon storage in the severely degraded peatland was 52.4% significantly lower than that of the original peatland, respectively. This result could be main attribute to the decreases of the soil organic carbon contents in the degraded wetlands. Although the soil organic carbon storages in degraded wetland decrease, these values are still 3～5 times of that in Chinese or Global land soil (at depth of 0—100 cm). This result can provide useful information for the protection and restoration wetland in the Zoigê Plateau.

degraded wetlands; soil organic carbon storage; Zoigê Plateau

2016-09-02

：2016-10-13

中國(guó)林業(yè)科學(xué)研究院林業(yè)新技術(shù)研究所基本科研業(yè)務(wù)費(fèi)專項(xiàng)(CAFINT2014K06);中國(guó)清潔發(fā)展機(jī)制基金贈(zèng)款項(xiàng)目(2012076)

周文昌(1983—),男,貴州鎮(zhèn)遠(yuǎn)人,博士,主要從事濕地生態(tài)學(xué)和碳循環(huán)研究。E-mail:zwclky@126.com

崔麗娟(1968—),女,吉林白城人,博士,研究員,博導(dǎo),主要從事濕地生態(tài)學(xué)和濕地評(píng)價(jià)。E-mail:lkyclj@126.com

S153.6+2

：A

：1005-3409(2017)05-0027-06