全 文 ：植物生态学报 2012, 36 (7): 629–644 doi: 10.3724/SP.J.1258.2012.00629
Chinese Journal of Plant Ecology http://www.plant-ecology.com
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收稿日期Received: 2011-09-26 接受日期Accepted: 2012-05-16
* 通讯作者Author for correspondence (E-mail: 15546460730@163.com)
1965–2010年大兴安岭森林火灾碳排放的估算研究
胡海清 魏书精 孙 龙*
东北林业大学林学院, 哈尔滨 150040
摘 要 火干扰是森林生态系统的重要干扰因子, 是导致植被和土壤碳储量发生变化的重要原因。火干扰所排放的含碳气体
对气候变化具有重要的影响。科学有效地对森林火灾所排放的碳进行计量, 对了解区域和全球的碳平衡及碳循环具有重要的
意义。根据大兴安岭森林资源调查数据和1965–2010年森林火灾统计资料, 利用地理信息系统GIS (geographic information
system)技术, 通过野外火烧迹地调查与室内控制环境实验相结合的方法确定各种计量参数, 从林分水平上, 采用排放因子
法, 估算了大兴安岭1965–2010年46年间森林火灾所排放的碳和含碳气体量。结果表明: 大兴安岭46年间森林火灾排放的碳为
2.93 × 107 t, 年平均排放量为6.38 × 105 t, 约占全国年均森林火灾碳排放量的5.64%; 含碳气体CO2、CO、CH4和非甲烷烃
(NMHC)的排放量分别为1.02 × 108、9.41 × 106、5.41 × 105和2.11 × 105 t, 含碳气体CO2、CO、CH4和NMHC的年均排放量分
别为2.22 × 106、2.05 × 105、1.18 × 104和4.59 × 103 t, 分别占全国年均森林火灾各含碳气体排放量的5.46%、7.56%、10.54%
和4.06%; 针阔混交林燃烧效率较低, 虽然火烧面积占总过火面积的21.23%, 但排放的碳只占总排放量的7.81%, 为此提出了
相应的林火管理策略。
关键词 碳排放, 大兴安岭, 排放因子, 森林火灾, 林火管理策略
Estimation of carbon emissions due to forest fire in Daxing’an Mountains from 1965 to 2010
HU Hai-Qing, WEI Shu-Jing, and SUN Long*
College of Forestry, Northeast Forestry University, Harbin 150040, China
Abstract
Aims Forest fire is a major disturbance factor for forest ecosystems and an important pathway of decreasing
vegetation- and soil-carbon storage. Scientifically and effectively measuring carbonaceous gases emission from
forest fire is important in understanding the significance of forest fire in carbon balance and climate change.
However, carbon emissions from forest fire remain unclear. Our objective was to estimate carbon emissions from
forest fires from 1965 to 2010 in Daxing’an Mountains of Heilongjiang Province, China.
Methods We used a geographic information system (GIS) based modeling approach to generate emission esti-
mates using a two-step procedure. First, we calculated total carbon released from forest fires in Daxing’an Moun-
tains for selected years between 1965 and 2010 by merging and analyzing several measurement parameters. Sec-
ond, we calculated amounts of four carbonaceous gases released during the burns, carbon dioxide (CO2), carbon
monoxide (CO), methane (CH4), and nonmethane hydrocarbon (NMHC), using several different experimentally
derived emission factors. The origin of each of the inputs used in our models is based on a combination of analy-
sis of forest fire statistics, forest resources inventory, field research and laboratory experiments.
Important findings Direct total carbon emissions from forest fires in Daxing’an Mountains during 1965–2010
are about 2.93 × 107 t, and mean annual carbon emissions are about 6.38 × 105 t per year, accounting for 5.64% of
the direct total carbon emissions from forest fires in China. Carbon atmospheric emissions of CO2, CO, CH4 and
NMHC from forest fires were 1.02 × 108 t, 9.41 × 106 t, 5.41 × 105 t and 2.11 × 105 t, respectively, and mean an-
nual emissions of CO2, CO, CH4, and NMHC from forest fires were 2.22 × 106 t, 2.05 × 105 t, 1.18 × 104 t and
4.59 × 103 t, respectively, accounting for 5.46%, 7.56%, 10.54% and 4.06% of the amounts of four carbonaceous
gases released from forest fires in China, respectively. Our results indicate that combustion efficiency of conifer-
ous broad-leaved mixed forests is lower than other forest types, and burned area of coniferous broad-leaved mixed
forests accounts for 21.23% of total burned area, but carbon emissions accounts for 7.81% of total carbon emis-
sions.
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Key words carbon emission, Daxing’an Mountains, emission factor, forest fire, forest fire management strategy

森林作为陆地生态系统的主体, 其植被生物量
约占全球陆地植被生物量的85% (方精云, 2000; 方
精云等, 2002), 在全球变化研究中占据着重要的地
位(毛学刚等, 2011), 在维护全球气候系统、调节全
球碳平衡、减缓大气温室气体浓度上升等方面具有
不可替代的作用(Woodwell et al., 1978)。近年来, 森
林火灾与全球气候变化的相互作用关系引起了人
们广泛的关注, 成为当前碳平衡研究的热点(吕爱
锋和田汉勤, 2007)。大气碳平衡研究一直是各国研
究的重点(胡海清等, 2007)。火干扰过程中生物质燃
烧所释放的大量温室气体对区域乃至全球碳平衡
具有重要影响(Crutzen & Andreae, 1990; Moraes et
al., 2004)。森林火灾作为森林生态系统的生态过程,
虽然使自然生态系统遭到了破坏(王晓春和及莹,
2009), 但它是大气中温室气体的主要来源(Crutzen
et al., 1979), 亦是导致植被和土壤碳储量变化的重
要干扰因子(Dixon et al., 1994), 它破坏大气的碳平
衡(单延龙和张姣, 2009), 对全球气候变化和环境具
有重要影响, 并影响着生物地球化学循环, 在碳循
环中起着重要的作用(吕爱锋等, 2005)。
气候变暖是全球变化的主要表现之一(IPCC,
1991, 1997, 2001)。随着气候变暖, 降水量将减少,
伴随着火干扰的增强(徐小锋等, 2007), 森林火灾的
强度和频率将会加剧(Running, 2006)。因此, 科学准
确地计量森林火灾直接排放的碳量, 对进一步量化
森林火灾对大气碳平衡的贡献, 以及正确地评价火
干扰在森林生态系统碳循环和碳平衡中的作用均
具有重要的意义(胡海清等, 2012), 同时可为国家履
约谈判提供基础数据。Robinson (1989)在20世纪60
年代后期就开始研究如何计量全球森林火灾的气
体排放量问题。随后有许多学者对森林火灾过程中
可燃物燃烧排放的含碳痕量气体进行了估算
(Crutzen & Andreae, 1990; Cahoon et al., 1994;
Kasischke et al., 1995; Conard & Ivanova, 1997;
French et al., 2000; Andreae & Merlet, 2001; Lü et
al., 2006; 胡海清等, 2007)。随着气候变化研究的深
入, 国外对森林火灾排放温室气体的研究越来越
多, 特别是美国、加拿大和俄罗斯等国通过室内控
制环境实验和野外采样观测试验估算了森林火灾
排放的温室气体含量(Levine et al., 1995)。Amiro等
(2001)对1959–1999年加拿大森林火灾的直接碳排
放量进行了估算。Kasischke和Bruhwiler (2002)对全
球北方林在1998年因森林火灾排放的含碳气体含
量进行了估算。French等(2004)对北方林火灾碳排
放的不确定性进行了分析, 利用排放比估算了森林
火灾的碳排放量。de Groot等(2007)对加拿大野火直
接碳排放量进行了估算。近年来, 国内对森林火灾
排放的温室气体进行了研究。王效科等(2001)在对
各省火灾统计资料和生物量估计的基础上, 用排放
因子法和排放比法 , 得出中国森林火灾释放的
CO2、CO和CH4量。田晓瑞等(2003)根据1991–2000
年的森林火灾统计数据和生物量研究结果估算了
中国森林火灾直接释放的碳量。吕爱锋等(2005)对
火干扰过程中含碳痕量气体排放的估算进行了全
面阐述。Lü等(2006)结合森林资源清查资料、生态
系统模型和遥感影像, 估算了1950–2000年我国森
林火灾排放的碳量和含碳气体量。杨国福等(2009)
采用排放因子法和排放比法, 估算了浙江省1991–
2006年间年均森林火灾温室气体排放量。单延龙和
张姣(2009)根据吉林省1969–2004年的森林火灾统
计数据, 用排放比法估算出吉林省年均碳排放量。
陆炳等(2011)应用统计资料并参考国外的参数, 对
我国生物质的碳排放量进行了估算。
通过以上工作, 人们进一步了解了森林火灾对
大气碳平衡的影响。但以往这些研究未经过实验分
析, 而仅仅是通过模型手段、遥感技术或查找资料
来推算大尺度森林火灾对大气碳排放的贡献, 其结
果存在着很大的不确定性。而通过室内燃烧试验来
确定气体排放因子并用于大尺度估算的研究开展
得甚少(王效科等, 2001; 郭福涛等, 2010b)。因此,
通过对火烧迹地的调查和室内控制环境实验分析
相结合的方法确定计量参数, 才能增强计量参数的
准确性。大兴安岭林区是北方林典型分布区, 是我
国惟一的北方针叶林区, 林火是其主要干扰因子之
一(孙龙等, 2009)。本文根据大兴安岭森林资源调查
中各林型可燃物载量数据和实际测量数据, 以及
1965–2010年森林火灾统计资料, 利用地理信息系
统GIS (Geographic Information System)技术, 通过
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野外调查和采样, 并结合野外火烧迹地调查与室内
控制环境实验相结合的方法, 确定了各种计量参
数, 从林分水平上, 采用排放因子法, 估算了大兴
安岭1965–2010年46年间森林火灾碳排放和含碳气
体排放量, 这对进一步完善森林火灾碳排放计量的
模型方法, 进一步量化各计量参数, 并为全球变化
研究中碳平衡的测算提供基础数据等有重要意义。
此外, 针对研究结果提出了相应的林火管理策略,
这对于改进和完善林火管理措施、指导林火管理工
作有重要意义。
1 材料和方法
1.1 研究地区概况
大兴安岭林区是我国面积最大的林区(50°10′–
53°33′ N, 121°12′–127°00′ E), 面积为8.35 × 106
hm2。该区属寒温带季风气候, 年平均气温为–2 – –4
, ℃ 冬季长达9个月, 夏季不超过1个月。全年降水
量350–500 mm, 且集中于暖季的7–8月, 达全年降
水量的85%–90%。土壤主要为棕色针叶林土、暗棕
壤、灰色森林土、草甸土、沼泽土等。全区地势比
较平缓, 海拔300–1 400 m。该区属于寒温带针叶林
区, 森林类型以兴安落叶松(Larix gmelinii)为优势
建群种, 是该区典型的植被类型。林型主要以兴安
落叶松林、白桦林(Betula platyphylla forest)、樟子
松林(Pinus sylvestris var. mongolica forest)为主, 还
有蒙古栎林 (Quercus mongolica forest)、偃松林
(Pinus pumila forest)、针叶林、阔叶林和针阔混交
林等(徐化成, 1998)。由于各种因子的交互作用, 该
区雷击火较多, 为我国森林火灾的高发区, 年均森
林过火面积居全国之首, 是我国森林火灾危害最严
重的地区(郭福涛等, 2010a)。
1.2 研究资料
1.2.1 森林火灾统计资料
1965–2010年大兴安岭森林火灾统计资料来自黑
龙江省人民政府森林草原防火指挥部。统计数据包括
每次森林火灾起火点的地理坐标、行政区域、过火林
地面积、起火原因、林型和扑救信息等内容。1965–
2010年46年间大兴安岭共发生森林火灾1 614次, 年
均35.09次, 森林总过火林地面积达3 523 011.86 hm2,
年均过火林地面积为7.66 × 104 hm2。
1.2.2 森林可燃物载量调查
结合森林资源清查资料, 选择森林火灾的典型
分布区, 在大兴安岭北部塔河林业局和南部的松岭
林业局, 选择森林防火期, 分别于2010年5月、9月,
2011年5月、9月, 进行外业调查和样品采集。为了
有效地获得可燃物载量, 根据森林火灾所烧林型的
分布特征, 选择有代表性的10种林型进行调查采
样。10种林型分别为杜鹃-落叶松林(Larix gmelinii-
Rhododendron dahurica forest)、杜香 -落叶松林
(Larix gmelinii-Ledum palustre forest)、草类-落叶松
林(Larix gmelinii-grass forest)、偃松-落叶松林(Larix
gmelinii-Pinus pumila forest) (其中偃松-落叶松林的
野外调查及采样在呼中林业局完成)、白桦林、樟子
松林、蒙古栎林、针叶林、阔叶林和针阔混交林(徐
化成, 1998), 对各林型的乔木、林下的灌木、草本、
枯枝落叶(litter)、腐殖质(duff)和粗木质残体(coarse
woody debris, CWD)等组分作为研究对象, 采用随
机布点法, 每次在每种林型设置20 m × 20 m的3个
重复样地作为标准样地(相对火烧迹地就是对照样
地), 即每次设置30块样地, 4次共120块样地。同时
在当年火烧迹地上根据3个不同火强度(重度、中度、
轻度)等级分别设置重复样地3个, 每种林型的火烧
迹地上设置9个样地, 每次设置90个样地(10种林型
×3个火强度等级×3个重复), 4次共设置360个样地。
1.2.2.1 乔木层生物量调查 在设置好的标准样地
内, 以5 cm为起测胸径, 调查因子包括胸径、树高、
树种、郁闭度、林龄、枝下高、冠幅和林分生长状
况等, 并分树种统计各径级的平均值, 在每个对照
样地内选取各径级的标准木3株, 每个采样重复3
次。主要采集乔木的干、枝、皮和叶, 其中干和皮
分别从树干基部、胸径和梢头3个部位进行取样, 枝
带皮从粗枝到小枝按比例取样, 叶亦分别从不同部
位取样。采集的样品野外称鲜重, 并取样, 标记好
带回实验室进行实验测定及分析。
1.2.2.2 灌木层生物量调查 根据灌木分布的均匀
程度沿标准样地的对角线设置小样方。当分布较为
均匀时设置2 m × 2 m重复样方5个; 当分布不均匀
时设置5 m × 5 m重复样方5个。调查灌木层的盖度、
株数和平均高度, 各树种数量、地径、高度等, 然后
按灌木种类收割样方内的所有灌木, 称量并取样。
1.2.2.3 草本层生物量调查 在标准样地内沿另一
对角线设置1 m × 1 m的重复样方5个, 调查草本层
种类、盖度和平均高度, 然后全部收割、称量并
取样。
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1.2.2.4 枯枝落叶层可燃物载量调查 在标准样地
内按对角线选取1 m × 1 m的重复样方5个, 分别收
集小样方内的枯枝和落叶(针叶和阔叶分开), 记录
其鲜质量并取样。
1.2.2.5 腐殖质层可燃物载量调查 在标准样地内
按对角线选取1 m × 1 m的小样方5个, 分别收集小
样方内的腐殖质(包括分解层和半分解层)的样品,
记录其鲜质量并取样。
1.2.2.6 粗木质残体可燃物载量调查 在标准样地
内进行粗木质残体调查, 记录倒木、枯立木、树桩、
腐朽木等的长度和直径, 取样方法和乔木层生物量
调查相同, 但由于其异质性较强, 每次在样地内取
10根不同径级较有代表性的粗木质残体。在研究中
采用美国林务局Woodall和Liknes (2008)提出的对
粗木质残体的定义, 即直径> 7.62 cm的死木质物。
用相对生长法测定乔木层生物量, 根据大兴安
岭树种的生物量回归方程测定树种各部位的生物
量(周振宝, 2006), 根据林龄等因子估算单位面积生
物量, 并利用调查样地的单位面积生物量外推到林
分水平(粗木质残体当作没有枝和叶的乔木进行载
量估算)。对灌木、草本的生物量, 以及枯枝落叶和
腐殖质载量的测定方法: 采集得到的样品经80 ℃
恒温烘干至恒重, 利用小型粉碎机将样品粉碎后磨
粉, 为使可燃物燃烧更充分, 经60目筛过滤, 取50 g
样品在105 ℃下连续烘干24 h至恒重, 用精度0.01 g
的电子天平称重, 用公式(可燃物含水率=(湿重–干
重)/干重× 100%)计算含水率, 通过含水率计算出单
位面积可燃物载量。
1.3 研究方法
根据大兴安岭森林资源调查数据和1965–2010
年森林火灾统计资料 , 利用地理信息系统GIS
(geographic information system)技术, 通过两个步骤
对大兴安岭林区1965–2010年46年间森林火灾碳排
放和含碳气体排放量进行了估算: 1) 结合野外火烧
迹地调查与室内控制环境实验, 确定各种计量参
数, 估算森林火灾的碳排放量; 2) 从林分水平上,
采用排放因子法, 估算了大兴安岭46年间森林火灾
所排放的4种含碳气体(CO2、CO、CH4和非甲烷烃
(NMHC))的排放量。
1.3.1 可燃物含碳率的测定
对以上各可燃物的实验样品进行3次粉碎法制
样 , 样品碳含量的测定采用干烧法。用Multi
N/C3000分析仪(Multi N/C3000, Analytik Jena AG,
Jena, Germany)测定含碳率, 每次测3个平行样, 对
测定结果取平均值作为一个样本数, 测量精度为
0.01%, 误差为± 0.2%。用公式(样品含碳率=样品碳
含量/样品干重× 100%)计算样品的含碳率。
1.3.2 火强度的确定
目前国外主要以火线强度、火焰长度、火焰高
度、可燃物载量及燃烧性, 以及火蔓延速度等指标
对森林火灾火强度及其等级进行估算 (骆介禹 ,
1988; 王岳, 1996)。国内关于森林火灾火强度的估
算中较为科学合理且具有实际意义的均来自于火
烧迹地的实际调查。以森林生态系统不同层次在火
灾中受害程度的差异判断火强度, 这种方法较为准
确, 但仅限于对火后短时间内开展的研究(胡海清
等, 2007)。本文利用森林火灾统计数据和可燃物载
量的有关情况, 结合火烧迹地调查, 在火烧迹地内
按不同林型和火强度分别设置标准样地, 调查林分
基本特征和各类可燃物载量消耗与分布特征, 调查
树木熏黑高度 , 记录树木死亡情况 (田晓瑞等 ,
2009a, 2009b), 根据火强度和可燃物载量消耗的相
关关系, 以及各强度火灾在火烧迹地的分布情况及
比例状况来确定火强度, 并把火强度分为重度、中
度、轻度3个等级, 主要通过火烧迹地实际调查中可
燃物消耗量的多少推算火强度等级。
1.3.3 燃烧效率的测定
燃烧效率是可燃物燃烧时计量碳排放量的关
键因子, 是指可燃物被燃烧的部分占总干质量的比
例(吕爱锋等, 2005)。通过火烧迹地的调查并在火烧
迹地设置标准样地进行采样, 对其火后的残余可燃
物载量进行采样, 计算出不同火强度下可燃物消耗
所剩余的量。同时通过对火烧迹地附近未烧样地的
可燃物载量的估测, 通过未烧样地的可燃物载量减
去不同火强度下可燃物消耗所剩余的量, 就可得到
不同火强度下可燃物的消耗量, 再用可燃物消耗量
(Mi)除以可燃物载量(M)得到不同火强度下可燃物
的燃烧效率(β), 其计算公式为:
iM
M
β =
1.3.4 排放因子的测定
虽然近年来我国学者对生物质燃烧进行了深
入研究, 但对森林火灾的排放因子鲜见报道。许多
研究在计量时所用的排放因子均系国外学者在不
胡海清等: 1965–2010年大兴安岭森林火灾碳排放的估算研究 633

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同地区的实测数据(陆炳等, 2011)。本文采用动态燃
烧系统进行含碳气体排放的测定。该系统由燃烧
室、恒温加热系统、电子秤、KM9106综合烟气分
析仪(KM9106, KANE, Welwyn Garden City, UK)、
烟气罩、计算机、红外分析模块和FIREWORKS烟
气分析处理软件组成, 应用KM9106综合烟气分析
仪进行含碳气体的连续分析, 然后通过可燃物所排
放的某种含碳气体量和可燃物燃烧过程中碳排放
量的比例, 推算出不同含碳气体的排放因子(Efs),
即森林火灾排放的某种含碳气体(Es)与燃烧过程中
碳消耗量 (Ct)的比值 (Andreae & Merlet, 2001;
Kasischke & Bruhwiler, 2002)。其计算公式为:
s
fs
t
EE
C
=
1.4 碳排放计量方法
1.4.1 碳排放量计量模型方法
Crutzen等(1979)对森林火灾碳排放计量进行研
究, Seiler和Crutzen (1980)提出了森林火灾燃烧损失
可燃物载量的计量方法, 其表达式为:
M A B a b= × × × (1)
其中, M为森林火灾燃烧损失可燃物载量(t); A为森
林火灾的燃烧面积(hm2); B为未燃烧前某一单位面
积内平均的可燃物载量(t·hm–2); a为地上部分可燃
物载量占整个系统可燃物载量的比重(%); b为地上
可燃物的燃烧效率。
Levine等(1995)根据可燃物载量的含碳率(fc),
假设所有被燃烧损失可燃物载量中的碳都变成了
气体, 就可计算出由于森林火灾燃烧所造成的碳损
失(Ct), 其表达式为:
t cC M f= × (2)
其中, Ct为可燃物燃烧所排放的碳量(t); M为森林火
灾燃烧损失可燃物载量(t); fc为可燃物中的含碳率,
即可燃物中碳所占的比重。
基于式(1)提出的森林火灾燃烧损失可燃物载
量的计量方法, 假设知道森林火灾中不同可燃物的
含碳率, 则可把式(1)代入式(2), 并进行修正, 用来
估算可燃物燃烧过程中排放的总碳量(Kasischke et
al., 1995), 其表达式为:
t cC A B f β= × × × (3)
其中, Ct为可燃物燃烧过程中排放的总碳量(t); A为
森林火灾的燃烧面积(hm2); B为未燃烧前某一单位
面积内平均的可燃物载量(t·hm–2); fc为可燃物中的含
碳率; β为可燃物的燃烧效率, 即单位面积森林火灾
过程中燃烧损失的可燃物占火灾前可燃物的比例。
通常, 根据式(3)估算的可燃物燃烧过程中排放
的总碳量会小于实际排放量, 这是因为式(3)计算森
林火灾燃烧损失可燃物时只考虑了地上(乔木、灌
木、草本)可燃物部分, 而忽略了地表枯枝落叶、腐
殖质和粗木质残体对碳排放量的贡献(王效科等,
2001; Choi et al., 2006)。尤其是对于大兴安岭北方
针叶林, 每次火灾燃烧损失的可燃物量平均有2/3
来自地表。Amiro等(2001)充分考虑到地表可燃物中
枯枝落叶、腐殖质和粗木质残体不同的燃烧效率,
因此对式(3)进行了修正, 其表达式为:
( )t a ca a l l d d c cC A B f C C Cβ β β β= + + + (4)
其中, Ct为可燃物燃烧过程中排放的总碳量(t); A为
森林火灾的燃烧面积(hm2); βa为未燃烧前某一单位
面积内平均的可燃物载量(t·hm–2); fca为可燃物中的
含碳率; βa为可燃物的燃烧效率; Cl为地表枯枝落叶
的碳密度(t·hm–2); βl为地表枯枝落叶的燃烧效率; Cd
为腐殖质的碳密度(t·hm–2); βd为腐殖质的燃烧效率;
Cc为粗木质残体的碳密度(t·hm–2); βc为粗木质残体
的燃烧效率。
1.4.2 含碳气体排放量的计量方法
森林火灾含碳气体排放量的计量是利用上一
节中所计算的可燃物燃烧过程中排放的总碳量, 再
利用排放因子法进行含碳气体排放量的计量(胡海
清等, 2012)。排放因子法是指森林火灾中某种含碳
气体的排放量, 为该气体的排放因子与燃烧过程中
排放的碳量之积, 某种含碳气体的排放量是基于式
(1)提出的森林火灾燃烧损失可燃物载量的计量方
法, 其表达式(French et al., 2001)为:
s fs tE E C= × (5)
其中, Es为某种含碳气体的排放量(g); Efs为某种含
碳气体的排放因子(g·kg–1); Ct为可燃物燃烧所排放
的碳量(kg)。
把式(4)代入式(5)可得:
( )s a ca a l l d d c c fsE A B f C C C Eβ β β β= + + + (6)
其中, Es为某种含碳气体的排放量; A为森林火灾的
燃烧面积(hm2); βa为未燃烧前某一单位面积内平均
634 植物生态学报 Chinese Journal of Plant Ecology 2012, 36 (7): 629–644

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的可燃物载量(t·hm–2); fca为可燃物中的含碳率; βa为
可燃物的燃烧效率; Cl为地表枯枝落叶的碳密度
(t·hm–2); βl为地表枯枝落叶的燃烧效率; Cd为腐殖质
的碳密度(t·hm–2); βd为腐殖质的燃烧效率; Cc为粗
木质残体的碳密度(t·hm–2); βc为粗木质残体的燃烧
效率; Efs为某种含碳气体的排放因子(g·kg–1)。
利用式(6)就可对可燃物各组分的含碳气体排
放量进行计量。
森林火灾碳排放量和含碳气体排放量计量估
算模型流程图见图1。
2 结果和分析
2.1 各林型火灾面积
大兴安岭林区1965–2010年总过火林地面积为
3 523 011.86 hm2。从表1可看出, 各林型过火面积由
大到小的顺序为杜鹃-落叶松林、针阔混交林、草类
-落叶松林、白桦林、杜香-落叶松林、樟子松林、
针叶林、阔叶林、偃松-落叶松林、蒙古栎林。其中
过火面积最大的杜鹃-落叶松林面积为927 256.72
hm2, 占总过火面积的26.32%, 过火面积最小的蒙
古栎林面积为115 907.09 hm2, 只占总过火面积的
3.29%。4种兴安落叶松林(Larix gmelinii forest)的面
积为1 802 020.56 hm2, 占总过火面积的51.15%, 单
因素方差分析结果表明, 虽然10种林型过火面积之
间差异较大, 但在总体上林型对火烧面积的影响并
不明显。
2.2 各林型单位面积可燃物载量
单位面积可燃物载量地上部分主要包括乔木
(干、枝、皮、叶)、灌木、草本、枯枝落叶、腐殖
质、粗木质残体等, 通过1.2.2森林可燃物的调查



图1 森林火灾碳排放量和含碳气体排放量估算模型流程图。
Fig. 1 Flowchart of estimation model methods of the carbon emission and carbonaceous gases emission from forest fire.
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表1 大兴安岭1965–2010年各林型过火面积及火强度等级分布(hm2)
Table 1 Burned area and fire intensity grade distribution of different forest types of Daxing’an Mountains from 1965 to 2010 (hm2)
火强度
Fire intensity
A B C D E F G H I J 总和
Total
轻度 Low 139 088.51 103 206.63 108 332.62 14 655.73 148 847.25 33 451.00 11 590.70 18 953.80 29 381.92 448 761.26 1 056 269.42
中度 Medium 185 451.35 147 438.05 64 999.56 58 622.91 59 538.90 100 353.00 11 590.70 37 907.61 29 381.92 224 380.63 919 664.63
重度 High 602 716.86 44 231.40 259 998.28 73 278.65 89 308.35 89 202.65 92 725.69 132 676.63 88 145.75 74 793.54 1 547 077.81
总和 Total 927 256.72 294 876.09 433 330.46 146 557.29 297 694.50 223 006.65 115 907.09 189 538.04 146 909.59 747 935.43 3 523 011.86
A, 杜鹃-落叶松林; B, 杜香-落叶松林; C, 草类-落叶松林; D, 偃松-落叶松林; E, 白桦林; F, 樟子松林; G, 蒙古栎林; H, 针叶林; I, 阔叶林; J,
针阔混交林。
A, Larix gmelinii-Rhododendron dahurica forest; B, Larix gmelinii-Ledum palustre forest; C, Larix gmelinii-grass forest; D, Larix gmelinii-Pinus
pumila forest; E, Betula platyphylla forest; F, Pinus sylvestris var. mongolica forest; G, Quercus mongolica forest; H, coniferous forest; I,
broad-leaved forest; J, coniferous broad-leaved mixed forest.


图2 大兴安岭各林型各组分单位面积可燃物载量(平均值±标准偏差, t·hm–2)。A、B、C、D、E、F、G、H、I和J同表1。图
中灌木、草本、枯枝落叶层的可燃物载量分别加上了10 t·hm–2。
Fig. 2 Fuel loading per unit area from each component of each forest type in Daxing’an Mountains (mean ± SD, t·hm–2) . A, B, C,
D, E, F, G, H, I and J are the same as in Table 1. Fuel loading of shrubs, herbs, and litter were plus a 10 t·hm–2, respectively. CWD,
coarse woody debris.


得到各林型不同组分的样本数, 乔木为36个样本,
灌木、草本、枯枝落叶、腐殖质的样本数均为60个,
粗木质残体的样本数为120个。对测定结果进行统
计分析, 不同林型各组分的可燃物载量见图2, 从
图2中可看出载量最大的为针阔混交林 , 达到
116.43 t·hm–2, 其次为杜香 -落叶松林 , 为115.32
t·hm–2, 最小为蒙古栎林, 只有80.03 t·hm–2。
2.3 各林型可燃物含碳率
用于可燃物含碳率测定的样本数与2.2的样本
数相同。根据MultiN/C3000的测定结果, 各林型不
同组分的可燃物含碳率见表2。从表2中可看出各林
型各组分乔木的含碳率较高, 腐殖质含碳率最低,
灌木含碳率普遍高于草本, 粗木质残体和枯枝落叶
含碳率高于腐殖质含碳率, 针叶树种含碳率高于阔
叶树种含碳率。国际上对各种树种常采用0.5的含碳
率, 国内外研究者大多也采用0.5作为所有树种的
平均含碳率, 对枯枝落叶、草本、腐殖质等采用0.45
的平均含碳率(Crutzen & Andreae, 1990; Levine et
al., 1995; Houghton et al., 2000; Fang et al., 2001),
从表2中可看出各林型中的木质部分(乔木、灌木、
粗木质残体)的含碳率比较接近0.5, 而非木质部分
的草本、枯枝落叶、腐殖质的含碳率比较接近0.45。
在林分水平上, 针叶林的含碳率高于阔叶林的含碳
率, 其中偃松-落叶松林的含碳率最高, 达0.497 6,
其次为杜鹃-落叶松林, 含碳率为0.484 5, 含碳率最
低的是阔叶林, 为0.451 1。
2.4 各林型在不同火强度下的燃烧效率
根据样地调查取样及测定的结果, 各林型不同
组分的可燃物载量燃烧效率见表3 (用于燃烧效率
测定的样本数乔木为30个, 灌木为64个, 草本、枯
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枝落叶分别为72个, 粗木质残体为48个)。国内外研
究者认为在北方林中地上部分生物量的燃烧效率
为0.15–0.34, 均值为0.25, 地表部分可燃物的燃烧
效率为0.03–0.90, 均值为 0.50 (Aulair & Carter,
1993; Cofer et al., 1996; French et al., 2000; Lü et al.,
2006)。从表3中可看出在林分水平上所测定的燃烧
效率均在0.15–0.50之间, 与国外研究结果较为相
符。从林型的各组分来看, 乔木层的燃烧效率最低,
其次为灌木和粗木质残体, 燃烧效率最高的为草
本; 从林型的林分水平来看, 纯针叶林的林分燃烧
效率最高, 其次为草类-落叶松林和蒙古栎林, 针阔
混交林的林分燃烧效率最低。
2.5 各林型可燃物在不同火强度下的碳排放量
根据式(3)计算各林型不同组分的可燃物载量
在不同火强度下的碳排放量。从表4可看出大兴安
岭1965–2010年46年间碳排放量为2.93 × 107 t, 其中
杜鹃-落叶松林的碳排放量最多, 达1.07 × 107 t, 占
总排放量的36.36%; 其次是草类-落叶松林, 达4.99
× 106 t, 占总排放量的16.99%; 其中4种兴安落叶松
林的总碳排放量为 1.95 × 107 t, 占总排放量的
66.34%; 樟子松林的碳排放量最少, 只占总排放量
的3.05%。
2.6 各林型可燃物所排放含碳气体的排放因子
根据实验测定, 各林型不同组分的可燃物载量
所排放含碳气体的排放因子见表5 (用于排放因子
测定的样本数与2.2的样本数相同)。把表5中排放
因子与国外学者对北方林可燃物燃烧时含碳痕量
气体排放因子的测定结果(Laursen et al., 1992;
Kasischke et al., 1995; Cofer et al., 1996; French et
al., 2000)进行比较, CO、CH4和非甲烷烃(nonme-
thane hydrocarbons, NMHC)的排放因子较为接近,
而CO2的排放因子偏低, 主要是因为在室内排放因
子测定中氧气供应不足, 有焰燃烧所占比重较小
造成的。从表5中可看出, 比较干燥的立地类型的
林型(偃松-落叶松林、草类-落叶松林、杜鹃-落叶
松林、蒙古栎林、针叶林)的CO2排放因子较高,


表4 1965–2010年大兴安岭各林型不同组分的可燃物在不同火强度下的总碳排放量(t)
Table 4 Total carbon emissions of fuel of different components of different forest types under different fire intensity in Daxing’an
Mountains during 1965–2010 (t)
林型
Forest type
火强度
Fire intensity
A B C D E F G H I J
轻度 Low 1.149E+5 9.162E+4 3.011E+5 3.590E+4 2.030E+5 3.721E+4 2.241E+4 6.931E+4 6.034E+4 1.900E+5
中度 Medium 8.426E+5 5.235E+5 3.097E+5 2.872E+5 1.624E+5 2.977E+5 3.486E+4 2.911E+5 1.282E+5 1.900E+5
乔木
Tree
重度 High 3.485E+6 2.749E+5 1.549E+6 4.488E+5 2.923E+5 3.307E+5 4.979E+5 1.504E+6 5.883E+5 1.583E+5
轻度 Low 2.583E+3 3.965E+3 1.561E+4 2.134E+3 2.690E+4 5.380E+1 6.758E+2 3.043E+3 8.239E+3 2.941E+4
中度 Medium 4.919E+3 1.039E+4 1.472E+4 1.067E+4 1.480E+4 1.775E+3 9.762E+2 9.832E+3 1.154E+4 3.431E+4
灌木
Shrub
重度 High 2.078E+4 3.965E +3 8.562E+4 2.001E+4 2.825E+4 1.865E+3 1.201E+4 4.589E+4 4.449E+4 1.634E+4
轻度 Low 1.491E+4 1.255E+5 1.380E+5 2.359E+3 2.777E+4 8.595E+2 1.527E+3 6.852E+3 4.009E+3 8.196E+4
中度 Medium 3.225E+4 3.587E+5 1.882E+5 1.685E+4 2.170E+4 4.915E+3 2.563E+3 2.003E+4 6.581E+3 1.165E+5
草本
Herb
重度 High 1.219E+5 1.170E+5 1.004E+6 2.808E+4 3.875E+4 7.162E+3 2.181E+4 7.380E+4 2.269E+4 7.189E+4
轻度 Low 7.149E+4 4.398E+4 4.753E+3 5.310E+3 3.973E+4 1.641E+3 6.323E+3 2.586E+4 1.818E+4 2.398E+5
中度 Medium 2.611E+4 9.599E+4 7.010E+3 3.152E+4 3.008E+4 7.303E+3 1.475E+4 8.221E+4 3.911E+4 2.264E+5
枯枝落叶
Litter
重度 High 1.347E+6 5.236E+4 4.753E+4 8.566E+4 8.514E+4 1.411E+4 1.405E+5 3.233E+5 1.653E+5 1.480E+5
轻度 Low 9.575E+4 2.482E+4 4.954E+4 6.322E+3 7.256E+4 7.528E+3 1.790E+4 2.558E+4 2.276E+4 1.523E+5
中度 Medium 2.437E+5 1.702E+5 5.319E+4 1.328E+5 6.772E+4 3.388E+4 2.983E+4 8.673E+4 4.418E+4 1.958E+5
腐殖质
Duff
重度 High 3.244E+6 1.808E+5 5.883E+5 2.964E+5 2.866E+5 8.747E+4 5.115E+5 7.083E+5 2.892E+5 2.284E+5
轻度 Low 5.101E+4 2.447E+4 5.693E+4 8.321E+3 8.003E+4 3.374E+3 8.221E+3 8.458E+3 1.507E+4 7.192E+4
中度 Medium 1.436E+5 6.991E+4 6.521E+4 5.991E+4 5.976E+4 2.362E+4 1.370E+4 3.625E+4 3.014E+4 9.889E+4
粗木质残体
Coarse woody debris
重度 High 8.350E+5 4.824E+4 5.093E+5 1.123E+6 1.184E+5 3.299E+4 1.315E+5 2.284E+5 1.469E+5 4.195E+4
林分总碳排放
Total carbon emis-
sions of forest stand


1.067E+7 2.220E+6 4.987E+6 1.591E+6 1.656E+6 8.941E+5 1.469E+6 3.549E+6 1.645E+4 2.292E+6
A、B、C、D、E、F、G、H、I和J同表1。
A, B, C, D, E, F, G, H, I and J are the same as in Table 1.

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同时CO、CH4和NMHC的排放因子较低, 而较湿润
立地类型的林型(杜香-落叶松林、针阔混交林)的
CO2排放因子较低, 相反, CO、CH4和NMHC的排放
因子较高。
2.7 各林型可燃物载量所排放含碳气体量
根据式(5)计算的1965–2010年各林型不同组分
因森林火灾而排放的含碳气体量见表6。根据式(6)
进行计算并结合表6可看出各林型不同组分的可燃
物排放的含碳气体量以及各种含碳气体的总量。从
图3可看出大兴安岭1965–2010年共排放CO2 1.20 ×
108 t, 排放CO 7.64 × 106 t, 排放CH4 3.41 × 105 t, 排
放NMHC 2.55 × 105 t。
3 讨论与结论
大兴安岭林区在1965–2010年的46年间各林型
在林分水平上因森林火灾排放的总碳量为2.93 ×
107 t, 年平均排放量为6.38 × 105 t, 约占全国年均森
林火灾排放碳量(Lü et al., 2006)的5.64%; 含碳气体
CO2、CO、CH4和NMHC排放量分别为1.02 × 108 t、
9.41 × 106 t、5.41 × 105 t和2.11 × 105 t, 年均含碳气
体CO2、CO、CH4和NMHC排放量分别为2.22 × 106
t、2.05 × 105 t、1.18 × 104 t和4.59 × 103 t, 分别约占
全国年均森林火灾各含碳气体排放量(Lü et al.,
2006)的5.46%、7.56%、10.54%和4.06%; 其年均
CO2、CO、CH4的排放量分别占我国生物质燃烧年
排放的各污染物量(Streets et al., 2003)的0.79%、
1.28%和2.19%。由此可见, 大兴安岭森林火灾直接
排放的碳量及含碳气体量对区域碳平衡和碳循环
产生重要影响。这主要是因为该区是全国森林火灾
的多发地区, 特别是雷击火发生频繁, 增加火源管

表6 大兴安岭1965–2010年各林型不同组分的可燃物燃烧所排放的主要含碳气体量(平均值±标准偏差, t)
Table 6 Main carbonaceous gases emission from the fuel burning of different components of different forest types in Daxing’an
Mountains during 1965–2010 (mean ± SD, t)
A、B、C、D、E、F、G、H、I和J同表1。NMHC, 非甲烷烃。
A, B, C, D, E, F, G, H, I and J are the same as in Table 1. NMHC, nonmethane hydrocarbon.
林型
Forest type
含碳气体类型
Carbonaceous
gas type
A B C D E F G H I J
CO2 1.346E+7 2.766E+6 6.843E+6 2.480E+6 1.975E+6 2.030E+6 1.848E+6 5.756E+6 2.586E+6 1.673E+6
CO 1.570E+6 2.681E+5 8.524E+5 1.709E+5 1.623E+5 2.028E+5 1.370E+5 3.461E+5 1.471E+5 1.053E+5
CH4 1.315E+5 1.700E+4 6.241E+4 2.154E+4 6.709E+3 2.582E+4 1.099E+4 3.561E+4 7.924E+3 1.001E+4
乔木
Tree
NMHC 2.799E+4 6.497E+3 1.620E+4 5.095E+3 4.275E+3 5.591E+3 3.997E+3 1.473E+4 5.904E+3 3.929E+3
CO2 9.566E+4 5.981E+4 3.884E+5 1.003E+5 2.304E+5 1.237E+4 4.519E+4 1.874E+5 2.003E+5 2.509E+5
CO 5.934E+3 3.941E+3 2.013E+4 6.601E+3 1.359E+4 6.554E+2 2.396E+3 1.143E+4 1.319E+4 1.533E+4
CH4 2.885E+2 4.194E+2 1.890E+3 3.052E+2 1.700E+3 5.246E+1 1.818E+2 6.053E+2 6.362E+2 1.449E+3
灌木
Shrub
NMHC 2.150E+2 1.447E+2 9.856E+2 2.789E+2 4.826E+2 3.029E+1 1.243E+2 4.584E+2 5.591E+2 7.366 E+2
CO2 5.582E+5 2.079E+6 4.106E+6 1.570E+5 2.826 E+5 4.210E+4 7.814E+4 3.178E+5 1.047E+5 8.233E+5
CO 3.714E+4 1.452E+5 4.594E+5 9.761E+3 2.315E+4 3.146E+3 7.520E+3 1.805E+4 6.797E+3 5.817E+4
CH4 1.707E+3 4.990E+3 2.420E+4 8.465E+2 1.623E+3 2.122E+2 3.47E+2 1.732E+3 5.958E+2 2.351E+3
草本
Herb
NMHC 9.974E+2 3.908E+3 1.011E+4 2.979E+2 7.410E+2 6.727E+1 1.684E+2 6.544E+2 2.297E+2 2.189E+3
CO2 4.412E+6 6.061E+6 1.833E+5 3.974E+5 5.129E+5 7.270E+4 5.055E+5 1.362E+6 7.125E+5 1.852E+6
CO 4.541E+5 6.787E+4 2.299E+4 5.293E+4 3.423E+4 5.616E+3 5.384E+4 9.244E+4 4.613E+4 2.280E+5
CH4 2.340E+4 2.289E+3 6.640E+2 9.554E+2 3.858E+3 2.420E+2 2.213E+3 3.839E+3 2.159E+3 1.149E+4
枯枝落叶
Litter
NMHC 8.369E+3 9.809E+2 3.854E+2 7.594E+2 1.100E+3 1.983E+2 7.272E+2 2.804E+3 1.224E+3 4.606E+3
CO2 1.087E+7 1.113E+6 2.150E+6 1.371E+6 1.432E+6 3.997E+5 1.758E+6 2.546E+6 1.131E+6 1.928E+6
CO 1.515E+6 1.767E+5 2.989E+5 1.721E+5 1.111E+5 3.739E+4 1.602E+5 1.751E+5 9.049E+4 1.730E+5
CH4 3.798E+4 4.322E+3 7.532E+3 4.529E+3 5.080E+3 1.495E+3 6.654E+3 7.714E+3 3.526E+3 6.744E+3
腐殖质
Duff
NMHC 2.007E+4 2.443E+3 4.077E+3 2.831E+3 2.945E+3 1.147E+3 4.250E+3 5.826E+3 2.778E+3 4.785E+3
CO2 3.250E+6 4.360E+5 2.083E+6 5.641E+5 7.866E+5 1.865E+5 5.049E+5 9.060E+5 6.071E+5 6.179E+5
CO 2.069E+5 2.998E+4 1.198E+5 4.054E+4 5.909E+4 1.312E+4 2.930E+4 5.041E+4 4.051E+4 5.010E+4
CH4 8.649E+3 1.354E+3 5.114E+3 1.896E+3 2.815E+3 5.879E+2 1.335E+3 2.293E+3 1.883E+3 2.638E+3
粗木质残体
Coarse
woody
debris
NMHC 7.310E+3 9.270E+2 3.662E+3 1.156E+3 2.040E+3 4.859E+2 9.668E+2 1.830E+3 1.383E+3 1.851E+4
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图3 大兴安岭1965–2010年各林型可燃物消耗所排放的含碳气体统计表。A、B、C、D、E、F、G、H、I和J同表1。图中CO
的排放量扩大了10倍, CH4和非甲烷烃(NMHC)的排放量扩大了100倍。
Fig. 3 Main carbonaceous gases emission from the fuel burning of various forest types in Daxing’an Mountains during 1965–2010.
A, B, C, D, E, F, G, H, I and J are the same as in Table 1. CO emission expands 10 times; CH4 and nonmethane hydrocarbon
(NMHC) emissions expand 100 times.


理困难 , 森林火灾面积居全国之首 (郭福涛等 ,
2010a), 因而其所排放的碳量及含碳气体占全国的
比重较大。
气候变化、森林火灾干扰与生态系统碳循环之
间存在着逻辑循环关系(吕爱锋和田汉勤, 2007)。森
林火灾干扰作为森林生态系统重要的生态过程, 其
发生发展受多种因素的制约。对全球气候变化来说,
森林火灾的影响范围广、程度深、机制复杂, 本文
的主要研究结果(森林火灾直接排放的碳量和含碳
气体量), 可为进一步了解森林火灾对气候变化的
影响提供基础数据, 亦可为全球变化研究中的碳平
衡测算提供参考依据。IPCC最近得出结论: 全球平
均地表温度在20世纪提高了0.6 , ℃ 全球温度在所
有模型情景中都将继续上升。多个大气环流模型预
计, 全球平均气温到2100年将提高1.6–5.4 , ℃ 极端
天气和气候现象的频率和严重性预计亦会提高, 并
将导致火干扰的动态变化, 同时许多研究表明, 随
着全球气候变暖, 火干扰发生的频率和强度将大大
加剧(IPCC, 2001)。气候变暖为火干扰的发生发展提
供可燃物条件、火险天气、火源条件, 进而形成有
利于森林火灾发生的火环境, 从而影响火干扰发生
的频率和强度(吕爱锋等, 2005), 导致高强度和大面
积森林火灾的发生。
自从20世纪80年代以来, 特别是1987年发生
“5.6”特大森林大火后, 虽然大兴安岭林区实施了积
极的森林防火政策, 执行严格的森林防火措施, 但
大量的研究以及事实证明, 随着长期严格的森林防
火措施的执行, 导致森林可燃物的大量积累, 形成
有利于火灾发生的可燃物条件, 火险等级增强(贺
红士, 2010)。特别是随着全球气候变暖, 大兴安岭
北方林发生森林大火的可能性将增加 (Running,
2006)。森林火灾干扰动态变化对全球碳循环产生重
要影响。人类活动既可增加森林火灾发生频率, 又
可通过有目的的森林防火措施减少森林火灾发生
或火灾面积, 火灾次数的改变可影响到森林生态系
统的结构和功能及其动态变化, 改变森林生态系统
的碳循环状况, 这就会影响森林生态系统与大气间
的碳交换, 从而对全球气候产生影响。为此, 只有
正确地理解气候变化和火干扰之间的相互关系, 在
全球气候变暖背景下制定科学有效的林火管理策
略, 实施可行的林火管理措施, 才能充分发挥火因
子在协调生态系统碳循环中的重要作用, 不断提高
生态系统管理水平, 减缓森林火灾碳排放对气候变
化的影响。
火强度与排放因子和燃烧效率密切相关。火强
度是影响燃烧效率的重要因子, 从而可影响森林火
灾的碳排放量。火强度同样影响着排放因子, 从而
影响着森林火灾各排放气体的种类及比例, 森林火
胡海清等: 1965–2010年大兴安岭森林火灾碳排放的估算研究 641

doi: 10.3724/SP.J.1258.2012.00629
灾发生发展过程的火行为受可燃物载量及燃烧性、
天气条件、立地条件等的制约, 从而影响火强度和
火烈度, 进而影响燃烧效率和排放因子, 对森林火
灾碳排放和含碳气体排放产生重要作用。通过以上
森林火灾碳排放的计量可知, 在10种林型中, 虽然
针阔混交林火烧面积(表1)仅次于杜鹃-落叶松林,
达747 935.43 hm2, 占总过火面积的21.23%, 但由
于其难燃性、抗火性和不利于燃烧的火环境, 火灾
过程中属于轻度火强度的面积为448 761.26 hm2,
占针阔混交林火烧总面积的60.00%, 由于轻度火强
度的过火面积所占比重较大, 而且其燃烧效率(表3)
较低, 其碳排放量只占总排放量的7.81%, 而针叶
林的过火面积为189 538.04 hm2, 只占总过火面积
的5.38%, 但其高强度火烧面积占该林型总面积的
70.00%, 高强度火灾燃烧效率高(表3), 因而其碳排
放量占总排放量的12.09%。4种兴安落叶松林的过
火面积为1 802 020.56 hm2, 只占总过火面积的
51.15%, 由于高强度火烧面积所占的比例较大, 燃
烧效率较高, 因而其碳排放量为19 469 388.74 t, 占
总排放量的66.34%, 特别是比较干燥的立地类型的
林型(杜鹃-落叶松林、草类-落叶松林、偃松-落叶松
林)燃烧效率高, 碳排放量亦较高。高强度森林火灾
处于有焰燃烧的阶段所占的比重较大, 有焰燃烧阶
段氧气供给较为充分, 因而排放的含碳气体中CO2
所占比例较大, 从而使有焰燃烧阶段的CO2排放因
子大于无焰燃烧阶段的CO2排放因子, 而在低强度
的森林火灾中, 无焰燃烧阶段所占的比重较大, 因
而排放的含碳气体中CO、CH4和NMHC的排放因子
较高(表5)。通过以上分析可看出, 火强度对森林火
灾的碳排放和含碳气体排放具有重要影响。因此为
了控制火强度, 减少森林火灾碳排放和含碳气体排
放, 就必须加强森林可燃物的可持续管理, 调控森
林可燃物的燃烧性, 特别是对于大兴安岭北方林,
气候寒冷干燥, 地表可燃物不易被分解, 只有实施
科学合理的计划烧除, 减少地表可燃物的积累, 降
低发生森林大火的可燃物条件, 充分发挥火因子在
生态系统生态过程中的调节作用, 通过有效合理的
林火管理措施使森林生态系统达到可持续发展的
水平, 维持生态系统可持续发展的动态平衡和状
态, 才是森林防火工作的治本之策, 从而使森林防
火工作走上现代林火生态系统管理的正确路径。
森林生态系统受降水量、温度等因素的影响,
且由于树种、群落结构、林龄、林型等的不同, 森
林生态系统具有强的异质性, 在计量森林火灾总碳
和含碳气体排放量时, 计量模型(图1)中涉及一系列
的计量参数, 其中的影响因子包括林型、火灾面积、
可燃物载量、可燃物含碳率、燃烧效率、排放因子、
火强度、火烈度等, 如何更精确地测定这些计量参
数, 获得较为有效可靠的参数, 使得森林火灾碳排
放的估算更加定量化, 这是森林火灾碳排放计量研
究的重点问题, 亦是需要进一步研究的课题(Lü et
al., 2006)。森林火灾面积并不一定和碳排放量成正
比, 本文中10种林型各占的火烧面积百分比与各林
型碳排放的百分比并不成正相关, 主要受森林可燃
物载量及火环境等制约, 从而影响火行为及火强
度, 进而影响燃烧效率和各含碳气体的排放因子。
同时由于受立地条件、天气条件、可燃物类型及燃
烧性等影响, 各含碳气体的排放因子变得非常复
杂, 使得总碳排放量和各含碳气体排放量之间的比
例关系亦存在不确定性。由于森林火灾是在林分水
平上进行的, 所燃烧的可燃物载量在空间上包括乔
木、灌木、草本、枯枝落叶、腐殖质、粗木质残体
等, 为了计量的准确性, 获得各组分计量参数的可
靠性, 研究中把可燃物分成6个组分进行分别计量,
并分别测定各组分可燃物载量、可燃物含碳率、燃
烧效率、排放因子, 在理论上有助于更准确有效地
计量森林火灾的碳排放量, 但由于森林生态系统的
异质性, 火灾的发生、发展受多种因素的制约, 因
而定量地进行火灾碳排放量的计量并不简单。特别
是对燃烧效率和排放因子的测定, 通过野外火烧迹
地调查与室内控制环境实验相结合, 对燃烧效率和
排放因子进行确定, 许多方法和技术还需进一步发
展和完善, 以期更有效地确定森林火灾总碳和含碳
气体排放中所涉及的一系列计量参数, 为更准确地
计量森林火灾碳排放和含碳气体排放量奠定基础。
致谢 “十二五”国家科技支撑计划项目 (2011-
BAD37B0104)、国家自然科学基金项目(31070544)、
林业公益性行业科研专项(200804002)、中央高校基
本科研业务费专项资金项目(DL12CA07)资助。野外
调查工作得到大兴安岭、塔河、松岭林业局防火办
公室和黑龙江嫩江源森林湿地研究生态站的帮助,
黑龙江省人民政府森林草原防火指挥部办公室提
供火警火灾登记数据, 特此致谢。
642 植物生态学报 Chinese Journal of Plant Ecology 2012, 36 (7): 629–644

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责任编委: 朴世龙 责任编辑: 王 葳