煤礦廢棄地生態修復的土壤有機碳效應

閆美芳,王 璐,郝存忠,劉 陽,崔菲菲,任鴻瑞,張建彪

1 太原理工大學環境科學與工程學院,太原 030024 2 太原理工大學礦業學院,太原 030024 3 山西大學環境科學研究所,太原 030006

工業革命以來,由于化石燃料使用、土地利用方式改變、植被退化等人類活動的影響,CO2等溫室氣體排放量不斷增加,導致全球變暖等一系列全球性生態環境問題[1]。隨著中國經濟進一步發展和城鎮化進程,中國能源消耗和溫室氣體排放量短期內繼續增加的趨勢將難以改變,在未來的氣候變化談判中勢必面臨溫室氣體減排或限排的巨大壓力[2]。因此,如何促進陸地生態系統碳的固定及其穩定,減少CO2排放,成為減緩氣候變化的一個重大挑戰。

煤炭行業是溫室氣體的主要排放來源之一。研究表明,煤炭及其相關領域的碳排放占全球總排放的近20%[3]。長期采煤導致植被損毀、土地破壞和生物多樣性減少等嚴重生態問題,導致原生態系統碳匯功能的急劇退化甚至完全喪失[4]。據估算,1987—2020年,我國煤礦開采破壞的土地面積達1.80×106hm2,待復墾土地面積1.40×106hm2[5]。此外,采煤產生大量廢棄物,如煤矸石目前堆存量達50多億t,是我國積存量和占用土地最多的工業廢棄物[5]。由于它們殘存的碳量,可發生氧化或自燃,是巨大的CO2排放源。所以,如何保護和穩定土壤碳庫,減少區域碳排放,是一個迫在眉睫但又是長期被忽略的生態問題。通過對礦山損毀土地和廢棄地進行生態修復和重建,恢復生態系統的碳匯功能,可實現區域碳源向碳匯的根本性轉變。

土壤有機碳(SOC)作為土壤肥力形成的基礎,是生態退化區植物定居的前提條件[6]。土壤有機碳有利于改善土壤微團聚體結構,提高土壤保水保肥能力,是煤礦廢棄地生態修復的主要評價指標之一[7- 8]。從全球變化的角度來看,土壤有機碳庫儲量巨大且較為活躍,其微小變化就可能對大氣CO2濃度產生重大影響,在陸地碳循環過程中舉足輕重[9-10]。國內外學者已對土壤碳排放和碳固存過程、土壤固碳機制和潛力[2,11-12]進行了深入研究,為“減排增匯”提供了理論基礎。但這些研究主要集中于自然地貌上的生態系統類型,對煤礦廢棄地這種受到劇烈擾動的退化生態系統類型還缺乏系統性研究。雖然近年相繼出現礦山復墾區生態系統碳儲量及其動態的研究報道[13- 15],但研究深度遠不及自然生態系統類型。尤其是目前對煤礦廢棄地重建生態系統的土壤固碳機制及限制性因素等方面缺乏深入研究[16-18]。所以,在全球“減排增匯”的大背景下,結合退化生態系統恢復的國家重大需求,加強煤礦廢棄地重建生態系統的土壤固碳功能修復研究,具有重要意義。

近年來,礦區生態修復得到長足發展。生態修復是否促進了土壤有機碳庫儲量的增加？土壤固碳功能修復的影響因素有哪些？為了揭示這些科學問題,本文通過綜述國內外煤礦廢棄地生態修復對SOC的影響研究,分析了修復模式、修復年限、人為修復措施對SOC及其活性組分的影響,并展望未來研究重點,以期為揭示煤礦廢棄地修復土壤的碳庫變化規律和影響機制,為科學評估生態修復的土壤碳效應提供思路和參考。

1 煤礦廢棄地修復模式對土壤有機碳的影響

土壤碳固定是生態系統功能恢復的主要評估指標之一,對改善土壤理化性質和土壤肥力具有重要意義[19-20]。研究表明,美國俄亥俄州由于采煤喪失了70%以上的SOC[21],而礦區修復后增加的土壤碳能抵消燃煤50 a排放的1.5 Pg CO2[3]。煤礦廢棄地通過適宜的修復措施可以成為一個巨大的碳庫,固碳潛力很大[22-23]。

目前國內外學者針對礦區生態修復的碳效應做了大量深入研究,為煤礦區固碳功能的修復提供了啟示和參考[21,24]。20世紀60年代,國外學者開始對煤礦廢棄地的生態修復進行研究,并對植被修復后的SOC進行了估算[25-26]。隨后,以美國、德國和印度學者為代表,對修復后的煤礦廢棄地土壤有機碳庫進行了廣泛深入研究,奠定了礦區固碳功能修復的理論基礎[27-30]。我國對煤礦廢棄地修復研究曾集中于植物群落演替、植物物種配置和多樣性恢復等方面[31-33]。近年來,我國學者開始對山西、內蒙古和淮南等地礦區修復后的土壤有機碳庫進行研究[13,15,34],填補了我國礦區土壤碳固持研究的空白。目前,國內外對煤礦廢棄地生態修復后土壤有機碳的研究,主要包含以下3個方面：修復模式對SOC的影響；修復年限對SOC的影響以及人為修復措施的影響。

1.1 修復模式對土壤有機碳的影響

煤礦廢棄地的修復模式一般包括人工修復與自然修復。研究發現,人工修復為草地、灌木林和林地的SOC均顯著高于自然修復模式[13]。Pal等[35]研究結果表明,印度Gumgaon礦修復10 a的林地SOC密度為22.98 t/hm2,約為自然修復地(12.3 t/hm2)的2倍。Frouz等[36]研究了捷克西北部修復30 a左右的煤礦廢棄地,發現修復為人工林地的SOC密度為38.0 t/hm2,而自然修復地的SOC僅為4.5 t/hm2,約為8.4倍。所以,人工修復地的SOC恢復速率顯著高于自然修復模式,且隨著植被的恢復演替,差異逐漸增大。

人工植被修復不僅直接影響SOC的含量和分布,還通過改變土壤環境因子而間接影響SOC。研究表明,人工草地可在短期內快速增加SOC含量。唐駿等[37]研究了黑岱溝煤礦草地修復對排土場SOC的影響,表明修復15 a后人工草地SOC含量顯著增加,1 m土層內SOC密度可達原草地的62%。這是由于草地植物根系發達,可在短期內增加土壤的碳輸入,而且草地的快速郁閉可降低地表溫度,從而降低SOC的分解速率,有利于草地在修復早期的碳累積。多數研究者認為煤礦廢棄地修復為人工草地比人工林地的固碳效果顯著,如Sperow[38]分析了美國煤礦廢棄地修復為人工林地和草地的碳固持潛力,發現草地的固碳速率(1.4 t hm-2a-1)約為林地(0.7 t hm-2a-1)的2倍。李俊超等[13]研究了不同植被修復模式下黑岱溝煤礦排土場SOC儲量的變化,表明SOC含量呈草地>灌木林>喬木林的趨勢,且人工草地的固碳速率是人工林地的近2倍。但是,由于煤礦廢棄地的修復時間較短(小于50 a),且林地郁閉需較長時間,因此,在短期內林地土壤的固碳潛力可能還未充分顯現。Ussiri等[27]對俄亥俄州煤礦的研究表明,人工草地轉換為人工松林10 a后0—50 cm土層SOC增加了11%,轉換為刺槐林后可增加42%。所以,需要長期的定位觀測研究,才能準確地評估不同植被類型的土壤固碳潛力。

由于在修復過程中多利用客土充填、平整等方法,導致土壤結構不良,土壤養分匱乏,自然恢復難度極大,且耗費時間較長。而人工栽植植被能夠在短期內改善土壤理化性質,提高土壤微生物活性,加速土壤團聚體的形成,促進土壤碳的固定[13]。由于不同植被類型的根系周轉、凋落物生物量及其C/N比存在較大差異,導致不同植被類型的凋落物可分解性和土壤碳輸入存在顯著差異；同時不同植物功能型群落在郁閉度、冠層結構等方面的差異,可引起土壤環境因子如土壤溫度、含水量的改變。這些因素都會最終導致土壤有機碳庫儲量的波動。

我國是一個農業大國，農業灌溉的用水量非常大，不僅造成了水資源的浪費，還不利于農業的發展。為了改變這一現狀，部分地區采用農業節水灌溉技術，在很大程度上節約了水資源。

此外,修復效果與物種本身特性及其配置密切相關。如Yuan等[24]對平朔露天煤礦的SOC研究表明,SOC密度在6種人工林地內差異顯著,變化范圍為11.7—69.1 t/hm2,其中刺槐與油松混交林的SOC密度最大,固碳速率最高,而刺槐與榆樹、臭椿混交林的SOC密度顯著低于前者。所以應結合當地礦區的氣候和土壤條件,選擇適宜的植物及其配置模式,才能更有效地促進SOC的增加。

1.2 修復時間對土壤有機碳的影響

大多數研究表明,隨著煤礦廢棄地修復年限的增加,SOC得到顯著提升。Zhao等[34]調查了平朔露天煤礦廢棄地土壤碳的變化情況,結果表明SOC隨修復時間的增加而顯著增加,修復13 a的0—20 cm土層SOC含量是修復初期的3.1倍。植被蓋度增加可減少土壤養分流失,同時,枯枝落葉、林下層植物和死亡細根生物量隨群落演替逐漸累積,可以源源不斷維持土壤的碳輸入,增加土壤碳庫儲量。

研究表明,由于地域、植被類型和氣候因素等因素的差異,導致土壤固碳速率的不同。Chatterjee等[39]對Ohio修復為草地的煤礦廢棄地SOC進行研究,發現修復9 a后SOC(68.8 t/hm2)顯著高于修復1 a的SOC(37.5 t/hm2),碳累積速率約為3.92 t hm-2a-1。Mukhopadhyay等[40]估算了不同修復年限下印度煤礦廢棄地SOC密度,表明修復2 a后SOC密度為1.19 t/hm2,而修復16 a后SOC密度為9.82 t/hm2,累積速率僅為0.62 t hm-2a-1。Tripathi等[23]調查了印度Singrauli地區修復19 a的煤礦廢棄地,發現SOC增加速率約為1.21 t hm-2a-1。Yuan等[24]對平朔露天煤礦人工林的SOC進行研究,表明SOC累積速率在0.21—2.82 t hm-2a-1之間。ourková等[41]對捷克煤礦廢棄地的研究發現,修復后人工林地SOC增長率為0.60—6.27 t hm-2a-1。由此可見,土壤的固碳速率隨植被類型、修復時間及區域氣候等存在顯著差異。這是由于凋落物量、土壤團聚體特征、土壤質地及土壤環境因子等的巨大差異,影響土壤碳循環的輸入、固定和分解等主要過程,導致土壤固碳速率差異顯著。

1.3 修復措施對土壤有機碳的影響

全球煤礦主要分布在干旱、半干旱氣候帶,是全球變化影響下的生態脆弱區[5]。由于修復后的人為重構土壤存在結構不良,團聚體破壞,養分瘠薄等特點,亟需輔以適當的修復措施以加快恢復進程。

修復措施影響土壤C的固定。Akala等[21]對Ohio煤礦廢棄地的研究表明,采用表土覆蓋有助于SOC的固定,草地覆土25 a后,0—15 cm土層SOC密度從最初的9.2 t/hm2增加到55.4 t/hm2,增加了502.2%。Tripathi等[23]發現用木屑、植被殘留等覆蓋煤礦廢棄地土壤,能夠提高土壤持水能力,有助于有機碳的積累。通過添加有機質如肥料、污泥、粉煤灰等可以顯著改善煤礦廢棄地的土壤養分狀況,有助于土壤碳的固定[42]。Silva等[14]的研究結果表明,施用污泥促進了植被群落的建立,它們的協同作用使土壤SOC顯著增加。Shrestha等[43]對Ohio煤礦廢棄地的研究表明,施肥5 a后,SOC累積速率可達2.8 t hm-2a-1。范繼香等[44]研究了不同施肥措施對煤礦廢棄地土壤活性有機碳的影響,結果表明施加有機肥可促進土壤活性有機碳的形成,促進SOC的增加。Montiel-Rozas等[45]研究發現,施加風化褐煤可以促進SOC的增加,延長土壤碳固持時間。但污泥、粉煤灰的施加可能導致重金屬污染問題。

近年來,生物質固碳作為減緩氣候變化的新途徑引起了科學界廣泛關注[46]。生物質炭是有機物原料在完全或者部分缺氧條件下,經過高溫熱裂解產生的一類富碳、高度芳香化的多孔性有機物質[46-47]。分解緩慢,賦存時間可達上千年,是一種的可持續封存碳的方式[47]。雖然曾有研究表明,生物質炭通過激發效應可能增加大氣碳排放[48],但生物質炭在礦山修復的實踐表明,生物質炭輸入不但顯著改善了土壤理化性質,還增加了土壤有機碳含量[49]。

1.4 植被修復對土壤活性有機碳的影響

目前對于土壤有機碳組分的研究主要集中在自然地貌上,針對礦區廢棄地這種人工干擾土地類型的研究還非常缺乏[26]。Anderson等[50]研究了Wyoming煤礦廢棄地修復措施對微生物量碳(MBC)的影響,結果表明MBC在不同修復措施下差異顯著,灌木林的MBC含量最高。Qu等[51]的研究結果顯示,土壤微生物量碳隨修復年限的增加而增加,在修復13 a時,土壤MBC達最大值,且可溶性有機碳的含量顯著高于未修復土壤。土壤微生物能促進有機質分解轉化,它的含量高低不僅能反映土壤狀況,而且對土壤團聚體的形成和穩定有重要作用[26]。Bartu?ka等[52]研究了兩種修復方式下土壤顆粒有機碳(POC)的動態變化,結果表明,修復為人工榿木林時,土壤POC的積累速度更快。Frouz[53]分析了演替時間對POC等土壤C組分的影響,結果表明,土壤POC隨著演替時間的增加而增加。雖然不同的研究側重于不同的有機碳組分,且它們的累積速率存在差異,但總體而言,恢復時間的增加會促進SOC活性組分的增加。這是由于凋落物中的活性成分和根系分泌物易于被微生物分解利用,可促進微生物生長繁殖。所以,對煤礦廢棄地土壤有機碳研究應關注其活性組分的早期變化。

2 煤礦廢棄地土壤固碳的主要影響因素

土壤理化性質、土壤團聚體特征、凋落物性質和土壤碳排放等因素是決定土壤固碳的主要因子,目前,國內外對煤礦廢棄地植被修復后SOC影響因子研究,主要集中于土壤理化性質和凋落物的研究上。

2.1 土壤理化性質對土壤有機碳的影響

土壤理化性質是煤礦廢棄地土壤固碳的主要限制因子之一。由于劇烈的人為擾動使得礦區土壤性質惡化,結構不良,且在修復過程中,由于重型機械碾壓常導致土壤容重偏大、孔隙率偏低等特點。王同智等[54]研究了露天煤礦排土場SOC的影響因素,表明土壤有機碳與土壤水分、孔隙度呈顯著正相關,與土壤容重、粘粒含量、pH呈負相關。史娜娜等[55]對采煤前后SOC密度的研究發現,SOC密度與土壤孔隙度呈顯著正相關。改善土壤理化性質有利于土壤持水和根系生長,細根周轉可以增加土壤碳輸入,從而有利于煤礦廢棄地SOC的累積。隨著土壤有機碳的累積,土壤容重、含水量、pH、電導率等土壤理化性質也會發生相應改善。

2.2 團聚體對土壤有機碳的影響

土壤團聚體固碳的物理機制是土壤碳固持的最重要機制。SOC 通過形成土壤團聚體或被包裹在團聚體內部,形成團聚體結合態有機碳,不易被分解礦化。表土中約90%有機碳位于團聚體內,土壤的固碳功能與土壤團聚體的形成和穩定密切相關[8]。礦區開采過程中,劇烈擾動極大地破壞了土壤的團聚體結構,因此生態修復過程也是土壤團聚體逐漸形成的過程。Malik等[56]研究表明,植被修復明顯提高了表層土壤中大于0.25 mm水穩性團聚體的含量,土壤物理結構得到明顯改善。唐駿等[57]對黑岱溝煤礦的研究表明,植被恢復提高了排土場土壤團聚性,SOC含量與土壤團聚體指標顯著相關。SOC還與粘粒含量等土壤質地有關。Ahirwal等[30]通過增加表土覆蓋厚度以增加廢棄地土壤的粘粒組分,從而提高土壤固碳潛力。Hassink[58]研究表明,土壤SOC固定與土壤中黏土含量密切相關。土壤團聚體的形成主要依賴于土壤中各種膠結物質的數量和性質,而土壤有機質和粘粒可起到粘合的作用。但目前對土壤團聚體的固碳機理還缺乏深入研究。

2.3 凋落物性質對土壤有機碳的影響

植被的凋落物是SOC的重要來源。Ahirwal[30]發現在煤礦廢棄地常見的修復樹種中,印度黃檀的C累積速率最高。Yuan等[24]對修復年限相近的6種不同林地的SOC庫進行研究,結果顯示,SOC密度在6種林地中差異顯著,變化范圍為11.7—69.1 t/hm2,其中刺槐-油松林的SOC密度最大,且固碳速率最高。Frouz等[36]研究了修復22—32 a的煤礦廢棄地,發現不同林地類型的土壤固C速率差異顯著,在0.15—1.28 t hm-2a-1之間。生態修復本質上是植被與土壤相互影響和相互促進的過程,植被凋落物累積可增加土壤的C輸入,有助于土壤有機碳的累積,但由于不同植物的凋落物數量和質量存在顯著差異[59],導致對土壤有機碳庫的影響明顯不同。

2.4 土壤呼吸對土壤有機碳的影響

土壤呼吸是土壤有機碳損失的主要途徑[12]。從現有的研究結果看,植被修復顯著增加了土壤的呼吸作用,這主要是由于：一方面,土壤有機碳是土壤呼吸的底物,植物修復會提高土壤有機碳含量,導致土壤中易被微生物利用的活性有機碳含量增加；另一方面,植被修復能通過改善土壤微生物群落的組成和結構、增強微生物活性來促進土壤呼吸作用[63]。當進入土壤的生物殘體等有機碳的輸入大于呼吸作用的碳排放時,才有利于土壤碳的累積。但生態修復如何同時影響土壤碳輸入和碳排放過程,目前還需更多的野外實地觀測。

3 存在問題與發展方向

在全球氣候變化背景下,對煤礦廢棄地生態修復過程中土壤碳庫儲量、動態及影響因素進行研究,對減少煤礦廢棄地土壤碳排放和促進礦區生態修復具有重要意義。雖然目前國內外對煤礦廢棄地生態修復的土壤有機碳效應進行了廣泛研究,但由于煤礦廢棄地的特殊性,相關研究還存在不少薄弱環節。未來應加強如下幾方面的研究：

(1)土壤有機碳組分的轉化及相關關系是揭示土壤固碳機理的關鍵。但目前主要側重于土壤總有機碳,對有機碳各組分的研究較少。未來應加強活性有機碳(包括微生物生物量等組分)的研究,以便更靈敏地表征土壤碳庫對生態修復的響應。

(2)應加強土壤固碳機制的研究,包括對土壤碳的物理性、化學性和生物性保護機制的研究。除了土壤團聚體固碳的物理機制,土壤碳是否能夠穩定固持,還取決于土壤碳的化學組成和結構。結合激光分解波譜、固態13C核磁共振波譜和紅外光譜等土壤分析技術,可更深入地闡明土壤碳固持的機制。

(3)生物質炭在礦山修復的實踐表明,生物質炭輸入不但顯著改善了土壤理化性質,還增加了土壤有機碳含量。礦山廢棄地固碳功能恢復可以成為生物質炭未來的服務方向。

(4)生態系統碳平衡包括C固存和C釋放兩個過程。目前對土壤碳儲量及其動態研究較多,而對碳排放的研究較少。未來應開展對土壤呼吸的野外實地觀測尤其是有機物添加后土壤呼吸的變化,以準確估算土壤碳排放。