嚴麗萍，劉睿*，楊利偉

1.長江大學資源與環(huán)境學院，湖北 武漢 430100 2.油氣地球化學與環(huán)境湖北省重點實驗(長江大學)，湖北 武漢 430100

世界自然保護聯(lián)盟(IUCN)、聯(lián)合國環(huán)境規(guī)劃署(UNEP)和野生動物基金會(WWF)于1980年共同發(fā)表了《世界自然保護大綱》并明確提出了“可持續(xù)發(fā)展”的概念。世界環(huán)境與發(fā)展委員會(WCED)在1987年發(fā)表了報告《我們共同的未來》，正式使用并比較系統(tǒng)地闡述了“可持續(xù)發(fā)展”概念，即“持續(xù)發(fā)展是既滿足當代人的需求，又不對后代人滿足其需求的能力構成危害的發(fā)展”[1]。自工業(yè)革命以來，人類向大氣中排放的CO2等溫室氣體不斷增加，大氣溫室效應也不斷增強，造成全球變暖、地球上的病蟲害增加、海平面上升和土地沙漠化等一系列負面影響，這一系列問題已引起全世界廣泛關注。聯(lián)合國政府間氣候變化專門委員會(IPCC)發(fā)布的《第六次評估報告綜合報告：氣候變化2023》表明，氣候變化前所未有，對人類的影響已毋庸置疑[2]。中國于2020年9月提出了2030年“碳達峰”與2060年“碳中和”的目標，如何實現(xiàn)“雙碳”目標已成為當下關注的熱點問題。

陸地生態(tài)系統(tǒng)每年大約能夠去除30%人為活動所產(chǎn)生的CO2，森林管理、植被恢復、植樹造林等生態(tài)工程措施可以顯著增加陸地生態(tài)系統(tǒng)碳匯，將大氣中的碳固定在植被和土壤[3]。土壤碳匯能力對降低大氣中的CO2起著十分重要的作用，對減緩全球氣候變暖也至關重要。土壤碳匯由有機碳匯和無機碳匯兩方面構成[4]。碳在土壤生態(tài)系統(tǒng)中的流動中具有以下內(nèi)在特征：生產(chǎn)和消耗、周轉和固定、交換和遷移。土壤生態(tài)系統(tǒng)中的碳可以通過生物和非生物過程進行周轉和固定，也可以通過交換和遷移流動；光合作用產(chǎn)生的碳經(jīng)循環(huán)，最終回到大氣中(見圖1)。盡管全球土壤碳循環(huán)基本保持上述規(guī)律，但不同土地利用類型(主要包括森林、草地、農(nóng)田和旱地等)的土壤固碳能力存在差異，筆者將對上述不同土地利用類型的土壤固碳能力進行分析。

圖1 土壤碳循環(huán)Fig.1 Soil carbon cycle

1 森林土壤固碳

由于石化燃料的燃燒、煤炭和石油的生產(chǎn)加工等因素，人類每年向大氣中排放大量的CO2，而這些CO2約有15%～20%被森林吸收[5]。這些被森林吸收的CO2可以增加森林生態(tài)系統(tǒng)中樹木的生物量，將CO2儲存在森林生物中，或者儲存在土壤中。森林土壤固碳能力較高，主要是由于森林植被具有較高的生產(chǎn)力和較長壽命，同時根系系統(tǒng)也相對發(fā)達。成熟森林可以持續(xù)積累有機碳[6]。許窕孜等[7]研究表明，森林土壤有機碳含量在垂直方向上的分布隨土層深度的加深逐漸降低，呈現(xiàn)明顯的表聚現(xiàn)象。錢琦等[8]研究表明，就0～10 cm和10～20 cm土層而言，武夷山針闊混交林土壤碳含量總體高于常綠闊葉林，高海拔森林更有利于土壤碳積累，但是如果森林處于垂直分布的上限，則其土壤碳含量存在下降趨勢。森林土壤碳匯的大小和變化也受氣候條件、災害、森林管理和人為干擾等因素影響。研究森林土壤碳匯的動態(tài)變化、影響因素和管理措施對于生態(tài)保護和氣候變化應對具有重要意義。

在氣候條件方面，溫度升高、降水和大氣CO2濃度都會影響森林生物量的生長，影響森林生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力[9]，進而影響土壤的固碳能力。溫度升高同時影響著植被光合作用和呼吸作用這兩個過程，而對這兩個過程影響力的大小又決定著生態(tài)系統(tǒng)凈初級生產(chǎn)力(NPP)的升高或者降低[10]，即存在正負兩方面的效應。降水量的增加往往會促進NPP的增加，尤其在較為干旱的地區(qū)，降水量的增加可以緩解水分脅迫，增加土壤濕度，促進植物有機物質(zhì)的積累。然而，這種促進作用存在一定閾值，NPP不會隨著降水量的增大而無限增大[11]。NPP對降水量的減少敏感度更高[10]。目前，大氣中CO2濃度對森林土壤生態(tài)系統(tǒng)固碳能力的研究結論存在一定分歧。大部分研究認為，當CO2濃度升高時，植物能通過降低自身的氣孔導度來降低冠層蒸散，從而提高土壤水分的利用效率[12]，進而提高森林植被的光合作用效率，促進森林生物有機質(zhì)的累積[13]和NPP的增加[14]，從而促進森林土壤的固碳能力。但長期處于高CO2濃度下，樹木對CO2濃度升高適應后，光合速率可能會逐漸恢復到原有水平，CO2的施肥效應會消失[15]。有部分研究表明，即使在高水平營養(yǎng)供給下，也還有一些物種對CO2濃度的升高并沒有反應[16]。溫度、降水和大氣CO2濃度共同影響著森林土壤生態(tài)系統(tǒng)的固碳能力，具有協(xié)同作用[17]。

火災的增加可能會大大改變森林土壤碳儲存潛力，野火等生態(tài)干擾在樹木死亡中發(fā)揮了重要作用。潮濕森林的火災增加，森林碳儲量會下降[18]。有研究表明，如果火災情況沒有急劇增加，預計到2100年，一些干燥的西北太平洋森林將成為小型碳匯[19]。砍伐樹木和燃料的燃燒是目前森林樹木死亡的最主要原因，這可能會極大影響森林土壤碳儲存和封存能力，尤其是在長時間(上千年)的尺度上[20]。

據(jù)我國綠化委員會辦公室發(fā)布的《2022年中國國土綠化狀況公報》[21]顯示，2022年全國完成造林383×104hm2，從2004年到2022年近20年時間，我國植樹造林總面積約11 129.283×104hm2。這個面積遠超東北三省的78.73×104km2，約等于內(nèi)蒙古自治區(qū)的面積。在我國新的氣候行動目標中，2030年森林蓄積量比2005年增加量從45×108m3提高到60×108m3[22]。經(jīng)過測算，森林蓄積量每增加1×108m3，相應地可以多固定1.6×108t的CO2。1980～2019年我國陸地生態(tài)系統(tǒng)碳匯約為2.3×108t/a，其中最主要貢獻來自于植樹造林和森林恢復，貢獻約為44%，即1.012×108t/a[23]。

2 草地土壤固碳

全球草地生態(tài)系統(tǒng)約5 250×104km2，廣泛分布于除格陵蘭島和南極洲外的地球表面，其覆蓋率高達40.5%[24]。草地還儲存了約34%的陸地碳儲量，其中約90%的碳以根系生物量和土壤有機碳(SOC)的形式儲存在地下[24]。在草地生態(tài)系統(tǒng)中，地下部分比地上部分存儲了更多的有機碳。據(jù)統(tǒng)計，草地生態(tài)系統(tǒng)中約60%的凈初級生產(chǎn)力分配在地下。土壤中有機碳主要分布在顆粒狀有機物(POM)和礦物相關有機物(MAOM)組分之間，只有很小一部分(1%～2%)以溶解有機質(zhì)形式存在。表層土壤中MAOM的碳儲量約在50 g/kg土壤時飽和，超過這一水平，有機碳儲量的額外增加完全取決于POM的增加。目前，大多數(shù)草原(80%)低于飽和，表明有很強的生態(tài)系統(tǒng)調(diào)節(jié)能力[25]。提高植物多樣性可以增加根系生物量和根系分泌物，增加地下碳；也可以促進微生物生長、周轉和壞死性物質(zhì)埋藏，從而提高有機碳的儲存。真菌和細菌對草地有機碳的積累、穩(wěn)定和周轉有很大的影響。

氣候?qū)Σ莸靥佳h(huán)的管理效果有顯著影響[26]。氣候變化主要包括區(qū)域溫度、降水等氣候條件的改變[27]。除氣候外，放牧是目前全世界范圍典型的草地資源利用方式，同時其強度變化深刻影響著草地生態(tài)系統(tǒng)的生產(chǎn)力，進而影響草地土壤生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)[28]。通常認為牲畜放牧主要通過3種方式影響草地土壤碳含量變化：首先，放牧踩踏會影響土壤的結構、滲透能力和孔隙度，水分含量隨著土壤緊實而變化，以及通過放牧動物的糞便和尿液等途徑改變土壤環(huán)境資源供應，進而影響土壤微生物的活動和土壤碳的循環(huán)[29]；其次，放牧家畜的采食活動直接減少了草地的凈初級生產(chǎn)力，并導致地上凋落物的減少[30]，改變地上調(diào)落物中的碳返還土壤[31]；另外，放牧會改變植物中的碳在地上和地下組分之間的分配，改變植被再生組織的養(yǎng)分含量，短期內(nèi)對地上生物量影響明顯，但長期放牧對地下生物量影響更顯著[32]。合理放牧對草地土壤碳儲量有促進作用或沒有明顯影響[33]，而重度放牧則為負效應[34]，這些研究結果多集中在表土層(0～20 cm)。放牧對土壤碳含量的影響隨土層深度的變化而變化，放牧減少了表土層碳的固存，甚至導致土壤碳的損失[35]。但放牧對深層土壤(大于20 cm)碳含量有促進作用，可能是放牧改變了植物生理使碳的分配傾向于地下部分，增加了碳向地下部分的分配，致使更多的碳被分配到深層根系中，從而使土壤中碳的數(shù)量增加[36]。從土壤微生物的角度，放牧強度能夠顯著影響土壤微生物的數(shù)量，重度放牧明顯減少了土壤微生物生物量，并使土壤微生物碳占土壤全碳的比重下降；而合理放牧可以改變生態(tài)系統(tǒng)養(yǎng)分循環(huán)過程與效率，可以使土壤微生物的碳增加。

人們通常會施加石灰和氮肥以提高草地的肥沃程度。然而在重度放牧狀態(tài)下，通過施用大量石灰和氮肥來提高草地生產(chǎn)力的做法可能不會增加土壤碳儲量[37]。WANG等[38]發(fā)現(xiàn)，增加石灰速率導致澳大利亞一些牧場表層(0～10 cm)土壤有機碳減少約14%。在高石灰率下，土壤酸性相關的約束被消除，導致微生物呼吸增加，有機物質(zhì)分解更快，土壤溶液中溶解有機碳水平增加，容易導致淋濾和侵蝕損失[39]。此外，石灰會刺激根系生長，在較高的土壤pH下，禾草物種的分泌物釋放量會增加，這些分泌物作為引物促進土壤有機質(zhì)分解而造成土壤碳損失[40]。當施加氮肥量較大時，草地土壤由每單位施氮量所獲得的額外有機碳存量下降，即高施氮率下草地土壤碳獲得效率降低[41]。隨著施肥時間的增加，土壤碳儲量下降幅度更大；然而，這種負面影響在中期(10～30 a)達到峰值，之后變得不顯著[38]。1999年以來，我國實施了兩輪退耕還林還草，累計安排25個省(區(qū)、市)和新疆生產(chǎn)建設兵團退耕還林還草任務1.42×107hm2[42]。研究表明[43]，我國草地的固碳率為6.8 t/hm2，相當于每公頃草地可以平均吸收27.2 t的CO2。自1999年以來，我國通過退耕還林還草項目共吸收CO2約3.862 4×108t。所以，在未來的草地管理政策中，特別是在管理導致SOC存量下降嚴重的地區(qū)，應主要側重于降低放牧強度。

3 農(nóng)田土壤固碳

據(jù)估計，農(nóng)田在土壤頂部30 cm處儲存了超過140×108t有機碳，約占全球土壤有機碳庫總量的10%[44]。農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動會通過以下3種機制減少土壤中的有機質(zhì)：①一年生的農(nóng)作物相對多年生的對土壤碳輸入較少；②耕作會破壞土壤物理結構，將先前物理保護的SOM(土壤有機質(zhì))暴露于土壤表層，增加SOM的分解速率；③土壤侵蝕易發(fā)生在缺乏植物覆蓋的農(nóng)用地，可以去除大量的SOM。農(nóng)業(yè)用地也可以在地上生物量中儲存大量的碳[45]，包括多年生樹木作物中儲存的碳，以及農(nóng)林復合系統(tǒng)的樹籬、防風林和河岸林地中的田間邊界。環(huán)境水熱條件、土壤性質(zhì)、農(nóng)作物類型、農(nóng)田管理措施如秸稈還田[46]、復合種植、輪作、有機肥施用、免耕技術、開墾方式、生草栽培等因素均會影響農(nóng)田土壤有機碳的輸入與輸出。根據(jù)農(nóng)田的特殊屬性及其用途，通常通過以下兩種方式來增加農(nóng)田土壤固碳量：一方面可以通過選擇優(yōu)良品種、施肥或間作種植等方式增加農(nóng)作物的生物量，農(nóng)作物生物量增加便可以通過光合作用從大氣中固定并儲存更多的碳，從而增加農(nóng)田土壤碳儲量；另一方面需要盡量減少人為擾動，如在農(nóng)田附近修建專門的人行步道，減少人類活動對農(nóng)田土壤生態(tài)系統(tǒng)的干擾和破壞，有利于減少農(nóng)田土壤中碳的分解，提高農(nóng)田土壤的固碳能力[47]。

秸稈還田是增加農(nóng)田SOC含量的有效措施[48]。秸稈作為有機物料還田后主要通過微生物分解增加碳輸入[49]，從而可以直接增加SOC含量，但隨著土壤深度的增加，增加效應呈現(xiàn)下降的趨勢[50]。施氮肥與秸稈還田相配合可以促進土壤固碳[51]，但太少或太多的施氮量會阻礙秸稈的腐解，減緩SOC 增加速率[52]。作物養(yǎng)分需求范圍內(nèi)，單獨多施化肥或有機肥均比少施肥可以顯著提高農(nóng)田SOC含量，而化肥有機肥配施的固碳效果最佳[53]。多施有機肥或化肥均可通過促進作物根系生長來提升SOC含量[54]，有機肥除了可以補充土壤的有機質(zhì)，還可以改善土壤團聚體結構[55]，但有機肥釋放養(yǎng)分的速率較慢[56]，配施化肥可以長效補充土壤養(yǎng)分，從而取得最佳的SOC增加效果。在不同的施氮量、年平均溫度和降水量、初始SOC含量和輪作制度條件下，施肥對農(nóng)田SOC含量的影響不同[53]。生物炭是一種性質(zhì)穩(wěn)定、孔隙度高、含碳量高的新型肥料，在促進農(nóng)田土壤固碳減排和改善作物生長等方面潛力較大[57]。多項研究表明，生物炭所含的碳不僅會影響土壤碳庫，還會改變土壤原始有機碳含量[58]。

SONG等[59]在國際上首次用整合分析法證明了退耕還林還草工程能顯著增加土壤的有機碳含量，對減緩氣候變化有著巨大潛力。隨著退耕還林還草工程的實施，其表層土壤(0.2 m以上)有機碳含量增加了48.1%，其中在還林情況下增加了55.6%，在還草情況下增加了36.9%，均顯著高于更深層(0.2 m以下)的土壤。

農(nóng)田土壤固碳及其增產(chǎn)具有協(xié)同效應[60]。亞洲多個長期試驗地的研究結果顯示，增加土壤有機碳含量對提高作物產(chǎn)量有積極作用，同時能維持或提高農(nóng)田土壤肥力[61]。研究表明，土壤有機碳儲量和作物產(chǎn)量及產(chǎn)量穩(wěn)定性之間存在線性關系[25]或非線性的指數(shù)關系。也有研究通過曲線擬合發(fā)現(xiàn)，土壤有機碳對作物產(chǎn)量的貢獻有明顯的閾值[62]，當土壤有機碳儲量超出一定臨界值后就不會再對作物產(chǎn)量的增加起到積極作用。

4 旱地土壤固碳

旱地是指年降水量較少、蒸發(fā)量較大，土壤水分虧缺，植被矮小、稀疏、生長緩慢、生態(tài)脆弱的地區(qū)[63]。地球表面大約有41%的面積為干旱或半干旱地區(qū)[64]。根據(jù)溫度、降水量等因素的不同，旱地可以分為超干旱區(qū)、干旱區(qū)、半干旱區(qū)和干燥半濕潤區(qū)[65]。旱地地區(qū)土壤有機碳含量往往相對其他地區(qū)較低，盡管旱地地區(qū)土壤無機碳含量顯著低于土壤有機碳含量，但全球大部分土壤無機碳幾乎都儲存在旱地地區(qū)[66]。所以，本次研究主要討論旱地地區(qū)土壤無機碳的情況。干旱地區(qū)成土碳酸鹽(PIC)的形成條件主要包括氣候干旱、高堿性土壤、缺氧環(huán)境和長期低溫等因素。這些因素相互作用，共同促進了成土碳酸鹽的形成，也為土地固碳提供了潛在機會。PIC的形成有生物機制和非生物機制兩種，生物機制如土壤生物區(qū)系顯著影響CaCO3沉淀[67]，非生物機制如溶解的CaCO3在低土壤含水量中結晶[68]。在干旱地區(qū)，無機碳(SIC)特別是CaCO3主要通過以下兩個反應形成[69]：

(1)

(2)

在旱地土壤中，存在CO2土—氣交換，主要受硅酸鹽礦物風化、碳酸鹽溶解和成壤性無機碳酸鹽巖形成這3個無機碳過程的影響。干旱土壤無機碳形成會受多種因素影響(見圖2)，分別有氣候因素[77]、土地覆蓋與土地利用[78]、農(nóng)場管理實踐[79]、灌溉[80]、化肥導致土壤酸化[81]、溫度[70]、土壤微生物因子[82]、土壤深度[83]、母質(zhì)[84]和鹽漬土壤[2]。研究表明，旱地土壤吸收CO2的潛力，主要是由與氣候變化相關的非生物因素驅(qū)動的[85]。

圖2 干旱土壤中無機碳形成的影響因素 Fig.2 Factors affecting the formation of inorganic carbon in arid soils

旱地SIC—SOC關系是復雜的，它們可以是正的[86]、負的[82]，也可以是零[87]，這可能是因為與碳酸鹽形成有關的多個過程是隨時間和空間解耦的。干旱條件下，土壤pH在維持SIC和SOC之間的關系中發(fā)揮重要作用。土壤pH較低有利于碳酸鹽的溶解，導致表層SOC和SIC呈負相關關系，而在pH較高且沒有Ca/Mg限制的土壤中，二者呈正相關關系[86]。灌溉水質(zhì)對SIC含量也有重要影響[88]。由于修復農(nóng)田植物生物量的增加，土壤pH下降，保水能力增強，促進了SIC的溶解。溶解性無機碳(DIC)的來源是土壤呼吸作用釋放的CO2溶解到灌溉鹽堿土的土壤溶液中[89]，然后被向下輸送到地下含水層[90]。DIC也被認為是沙漠地區(qū)鹽水或堿性含水層中一個隱藏的、未被接觸的無機碳池?？傊?，旱地土壤碳匯是旱區(qū)生態(tài)環(huán)境的重要組成部分，了解旱地SIC的形成和儲存機制、影響因素、SIC與SOC關系，并采取相應的管理措施，對推動旱區(qū)可持續(xù)發(fā)展具有重要意義。

5 結束語

在“雙碳”目標的大背景下，眾多學者已經(jīng)意識到土壤固碳的巨大潛力并取得了一系列研究成果。未來對土壤固碳能力進行相關研究時，應針對不同土地利用類型下的土壤著重關注以下幾點：預防森林火災、監(jiān)測森林退化率，以及森林退化對土壤有機碳儲量和其他生態(tài)系統(tǒng)功能的影響；進一步研究預測的氣候變化和管理制度對草原土壤碳儲量的互動影響；解決土地所有權和土地權屬問題推動農(nóng)業(yè)環(huán)境政策實施，將農(nóng)業(yè)系統(tǒng)中的氣候減緩政策與更廣泛的政策框架結合，使農(nóng)業(yè)環(huán)境政策真正在實踐中發(fā)揮應有的作用；深入了解土壤管理和施肥，包括酸性土壤對原生土壤碳礦化的石灰化和地球化學溶液建模，以預測干旱地區(qū)方解石的穩(wěn)定性；不斷探索更精確和可靠的測量方法，建立更準確的模型來預測土壤碳匯變化，以減小土壤碳匯量估算的不確定性[91]。