负碳技术中地质碳汇的贡献及湖北工作路径建议

田 野， 万 翔， 高婕妤， 居字龙， 吴姝涵

(湖北省地质调查院，湖北 武汉 430034)

大气中温室气体浓度增加造成的全球变暖可能导致一系列自然灾害威胁[1]。国际社会近30年来作出巨大努力，相继制定了一系列积极政策来抑制以CO2为主的温室气体的排放速率，但全球气候变化问题依然存在恶化的趋势，例如2010—2019年全球CO2排放量仍以年均1.2%的速度增长[2]。2020年中国作出承诺：中国CO2排放力争于2030年前达到峰值，努力争取2060年前实现碳中和。然而，总量大、时间短、转型难是中国实现碳中和愿景所面临的最直观的挑战。目前全球CO2排放量超过400亿t/a，中国CO2排放量约100亿t/a，是世界上碳排放量最大的国家[3]，而且由于发展惯性的制约，以煤炭为主的化石能源消费仍将持续增长一段时间[4]。目前中国实现碳达峰的窗口期不足10 a，然后再用30 a左右的时间实现百亿吨级的CO2排放量快速清零，意味着中国需要采取更广范围和更大力度的清碳行动。

IPCC发布的特别报告《全球升温1.5℃》[5]将碳中和定义为CO2净零排放情景。碳中和技术路径包括通过提高能效和零碳能源替代等方法减少温室气体排放，以及通过负碳技术(CO2移除技术)来中和不得不排放的CO2[6]。由于化石能源占能源总量的绝大部分，而零碳能源的大规模替代使用尚须解决技术不成熟、成本高、稳定性差、安全可靠性不足等一系列问题，因此在兼顾能源安全和经济增长的情况下，以煤炭为主的化石能源还会存在较长一段时期[7]。据估计，到2050年中国通过提高能效和零碳能源转型后，化石能源消费排放的CO2仍可能达到14亿t/a以上[8]，这些不得不排放的CO2就要通过负碳技术去除[9]。负碳技术可以为工业等转型困难领域的CO2排放留下余地，缓解因化石能源快速退出而引发的转型风险和负面影响，在碳中和目标的实现中扮演着重要角色。

现有的负碳技术包括碳增汇、碳捕集利用与封存两大类。目前绝大部分碳捕集利用与封存技术处于发展初期，需要考虑这些技术的可行性与经济性、碳储存的规模潜力和生态安全风险等问题，其大规模部署的可能性尚未得到证实。碳增汇技术是指利用自然界各种碳库吸收CO2，人为修复或增强碳汇的技术，在具备较大减排潜力的同时，还能带来生态环境保护等协同效益[10]。而在碳增汇技术中，地质碳汇的作用不容忽视，受到越来越多的重视[10-11]。

鉴于负碳技术，特别是地质碳汇在实现碳中和过程中的关键作用，本文在对负碳技术的重要性和地质碳汇可能的贡献进行梳理后，以湖北省为例，提出该省地质碳汇工作路径建议，以期为湖北省更好地发挥地质碳汇作用，助力碳中和目标的实现提供参考。

1 负碳技术中地质碳汇的作用

地球上的碳以不同的形态分布于大气圈、生物圈、水圈和岩石圈系统中并相互转换、运移，从而形成碳循环。依据碳循环在各系统中的收支状况，可以分为碳源和碳汇：前者表示系统的排放量大于吸收量，整体处于净排放状态；后者则代表系统的吸收量大于排放量，整体处于净吸收状态。碳源与碳汇是两个相对的概念，与碳库为储量概念不同，其主要强调变化的量，环境条件的改变可使碳库发生由汇到源或由源到汇的重大变化。

根据储存CO2场地的不同，可以将碳汇分为海洋碳汇、陆地植被碳汇和地质碳汇等形式[11]。模型计算[12]表明，到2021年全球每年人为排放的CO2约23%被海洋碳汇吸收，31%被陆地植被碳汇和地质碳汇吸收，剩下46%留存在空气中，造成大气CO2浓度持续上升(图1)。海洋是地球上最大的碳库，但是海洋碳汇应用性较差，尚待开发。陆地植被碳库主要包括森林、草地、灌丛、农田等植被碳库，和土壤碳库时空关系密切，一般一起作为陆地生态系统碳库被研究和讨论[13]。目前陆地植被碳汇估算等研究在各类碳汇中最为深入[14-15]。地质碳汇是指通过岩溶作用、矿物碳化、土壤等吸收CO2，或在储层、咸水层、煤层等地下岩层中储存CO2的过程、活动或机制。地质碳库总量远大于陆地植被碳库，因此地质碳汇拥有巨大的增汇潜力和开发前景。

表1列举了目前全球主要的负碳技术路径及其效益情况，可以看出碳捕集利用与封存技术的经济成本显著高于基于碳增汇的负碳技术成本，这主要是因为农林业等碳增汇技术还能带来农林业产量增加、生态系统服务功能提升等协同效益。从表1和图2还可以看出土壤固碳等地质碳汇手段拥有和植树造林相当的碳移除能力和经济效益。Hepburn et al.[16]将土壤固碳、增强风化等地质碳汇手段列入到重要的负碳技术考量之中，主要原因在于其具有巨大的天然储量、较低

图1 全球CO2收支平衡变化图[12]Fig.1 The diagram of global carbon budget

表1 负碳技术路径及其效益统计表[5]Table 1 Statistical table of working path and benefit of negative carbon technologies

图2 2050年全球负碳技术固碳潜力与成本估算[16]Fig.2 Global carbon sequestration potential and estimated costs of negative carbon technologies in 2050

的经济运作成本以及可能的生态保护效益。这些都表明地质碳汇具有巨大的开发潜力和应用前景，可以在中国碳中和目标实现过程中发挥重要作用。

2 地质碳汇类型及潜力

2.1 土壤碳汇

土壤碳汇通常被列为陆地生态系统碳汇的组成部分，本文将其作为地质碳汇的重要类型之一进行讨论。据统计，全球0～3 m土壤碳库约为85 884亿～102 592亿t CO2，是陆地植被碳库(～16 488亿t CO2)的5倍以上[15]。土壤碳库分为土壤有机碳库和土壤无机碳库，土壤有机碳库占土壤碳库总量的90%以上，也是陆地生态系统最大的活跃性碳库。植物与微生物残体是土壤有机碳的主要来源，土壤有机碳含量是衡量土壤肥力和碳库储量的重要指标之一[17]。土壤无机碳是指土壤中含碳无机物的总称，在干旱、半干旱地区含量较高。

土壤碳汇大小受人为因素和自然因素的影响，自然因素较为复杂，主要包括地理、气候、成土母质、土壤性质(如pH、黏粒含量)等；人为因素包括土地利用变化、土壤耕作措施等。大气CO2浓度上升和氮沉降促进植物生长，可以加大土壤碳库的输入量。成土母质在一定程度上反映了土壤风化程度，与土壤质地具有很好的相关性，而土壤质地可以通过控制土壤有机碳的分解速率直接影响土壤有机碳的固定和储存，土壤质地越粗糙其有机碳损失越严重。土地利用类型的变化会改变土地原有的覆盖格局，能够高强度、大范围地影响土壤中碳的含量，是最主要的土壤碳汇影响因素。

中国从20世纪90年代中期开始关注和研究土壤碳库及其变化问题，但由于估算方法和样地资料的局限性，碳库估算结果存在较大的不确定性。根据Xu et al.[18]的研究成果，中国1980—2010年土壤有机碳库由3 059.4亿t CO2增加到3 169.4亿t CO2，相当于土壤有机碳汇约为3.7亿t CO2/a；碳库的增加主要来自0～20 cm表层土壤的固碳作用，其中森林土壤有机碳库贡献最大，增加了约91.6亿t CO2，占整体增量的83.3%；草地、农田土壤有机碳库分别增加了约14.6亿、2.6亿t CO2，占整体增量的13.3%和2.3%。此外，Xu et al.[16]估算中国1980—2010年陆地生态系统碳汇为7.4亿t CO2/a，与杨元合等[15]估算的结果总体上一致。

对于未来增强土壤碳汇的方法，一方面是进一步合理地实施造林工程、生态系统恢复工程以及保护性耕作等土地管理措施，另一方面是使用土壤固碳、生物炭、增强风化等负碳技术增加土壤碳含量。据估计，到2050年全球土壤碳汇潜力为23亿～53亿t CO2/a，其中可利用潜力主要来自耕地和牧场的土壤固碳潜力，为9亿～19亿t CO2/a；生物炭大约可以提供2亿～10亿t CO2/a的可利用潜力[5]。预计2050年前，中国土壤固碳总潜力为403亿t CO2，其中土壤有机碳库固碳潜力为3.8亿～7.3亿t CO2/a，土壤无机碳库固碳潜力为0.26亿～5亿t CO2/a[19]，取中间值的土壤碳汇大概为8.2亿t CO2/a。另外，Yu et al.[20]估算中国农田土壤固碳的理论潜力为88亿t CO2，但农业技术的实施能够实现的潜力可能仅为理论潜力的1/3左右。因此，改善土壤管理和农田经营方式可能是提高土壤固碳潜力的关键。

2.2 岩溶碳汇

IPCC估算全球岩石风化碳汇约为14亿t CO2/a[5]，如果按中国占世界陆地面积1/15估算，中国岩石风化碳汇为0.9亿t CO2/a。中国岩溶区分布面积(包括裸露、覆盖和埋藏)达344万km2，约占中国国土面积的1/3，占世界岩溶区分布面积的16%。张春来等[24]估算，中国岩溶碳汇平均为0.4亿t CO2/a，大约为中国陆地生态系统碳汇的5%。该估算数据相比于中国可能的岩石风化碳汇数据[5]偏小，这是由于该数据可能仅考虑了碳酸盐岩岩溶地区的风化作用。碳酸盐矿物的溶解速率较硅酸盐矿物快数百倍，决定了碳酸盐岩岩溶碳汇是岩石风化碳汇的最主要组成部分。蒋忠诚等[25]研究认为，岩溶碳汇的形成不限于碳酸盐岩地区，其他岩石类型如页岩、砂岩、酸性火山岩等分布区的岩石也含有碳酸盐矿物，和硅酸盐矿物一起经风化消耗的CO2也占有一定比例，因此仅考虑碳酸盐岩分布区计算的岩溶碳汇是偏小的。如果按照全球数据[5]来推算，到2060年中国岩溶碳汇可能达到1亿t CO2/a，并且未来还可以通过一些人工干预的手段进一步增加岩溶碳汇。

岩溶碳汇过程受到众多环境因素的影响，除降水、温度等自然条件外，土地利用方式、外源酸、地下水开发利用过程等人为条件也明显影响岩溶碳汇进程和强度。未来可以通过以下人工干预方式增加岩溶碳汇：

(1) 植被恢复。植树造林能显著增加地表植被碳汇，并促进地下岩溶碳汇的增加。从灌丛到次生林地再到原始林地，岩溶碳汇可增加2～8倍。

(2) 土壤改良。碳酸盐岩的溶蚀受土壤CO2浓度、水分含量、pH等因素影响。土壤改良增加岩溶碳汇的关键是在增加地上生物量的同时，提高土壤CO2浓度或水分含量，促使岩溶作用的正向发生。

(3) 外源水灌溉。非岩溶区的水体中CO2饱和指数越低，其侵蚀性就越强。外源水进入岩溶地下水系统后，水中溶解性无机碳(DIC)含量不断升高，由不饱和达到饱和，岩溶碳汇可增加近10倍[26]。

2.3 矿物碳汇

岩石风化具有固定大气CO2的巨大潜力，但受限于硅酸盐矿物(岩石)与CO2较慢的反应速率，自然的风化过程在短时间尺度上无法缓解全球气候变化问题。而矿物碳汇通过模拟或加快自然界天然矿物(岩石)的化学风化过程，利用含有Ca、Mg等金属元素的矿物将CO2转化为稳定的固体碳酸盐矿物，从而实现CO2的负排放。从化学角度分析，含有Ca、Mg等金属元素的矿物都可以作为矿物碳汇的原料，目前常见的原料包括工业固废、天然基性—超基性岩石(矿物)和尾矿等。矿物碳汇的技术路径大致分为3类，分别是工业CO2矿化、地质封存和增强风化。

工业CO2矿化方法主要适用于反应活性较高的工业固废(如煤粉灰、磷石膏等)，而基性—超基性岩石矿化需要活化硅酸盐中的金属离子以加速矿化反应进行。目前的工艺流程大致是将基性—超基性岩石粉碎后放入反应釜与捕集的CO2混合，通过控制温度、催化条件、反应物粒度等达到高效固碳效果，但这类矿化方法能耗大、成本高、规模小，尚难以实现大规模推广应用[27]。

地质封存是指将捕集的CO2注入地下岩层(如深部咸水层、油气田、煤层等)中，利用储层上部的圈闭构造阻止CO2向上运移，并与周围岩石发生反应形成稳定的碳酸盐矿物，达到CO2封存效果[28]。据估计，中国地质封存潜力为1.2万亿～4.1万亿t CO2，主要封存场地包括油气田、沉积盆地咸水层等。将CO2应用于开采中的油气田能够提高石油采收率，应用于无商业开采价值的深部煤层能够提高煤层气回收率。上述封存场地目前可以实现约0.01亿t CO2/a的封存量，预计到2060年可以达到2亿～3亿t CO2/a的封存量[29]。相比于地表自然碳汇易遭受环境改变或人为扰动而发生源汇转变，地质封存被认为是一种更加稳定的固碳手段，其封存时间可达百万年尺度。然而，这类方法也存在许多争议，如存在CO2泄漏、破坏生态平衡、诱发地震、造成地表起拱、破坏咸水层等风险[30-31]。

增强风化方法通过将基性—超基性岩石(矿物)应用于农业领域，加速天然硅酸盐矿物风化速率来吸收CO2，并通过提升土壤矿物质含量、改善土壤质地等方式增加土壤固碳能力。该方法最大的制约来自现有硅酸盐矿物溶解动力学研究的不确定性。统计了在不同试验条件(土壤类型、农作物种类、岩性、粒径、施用量等)下开展增强风化固碳效果研究的结果(表2)，可以看出所有研究都表明将基性—超基性岩石(矿物)施加到农用地中可以增加土壤固碳速率[32-37]。但是有研究表明过量使用超基性岩石或矿物(如橄榄石)可能会导致重金属Ni和Cr的污染[38]。Kelland et al.[37]使用高负载量粗粒玄武岩粉末调节黏壤土，使高粱产量提高约21%，固碳速率达到2～4 t CO2/hm2，是未播撒粗粒玄武岩粉末的黏壤土固碳速率的4倍，并且没有发生重金属污染问题。基性岩(矿物)可能不会带来重金属污染风险，而且其获取成本和储量也比超基性岩石(矿物)更低，因此是更加理想的矿化原料。

根据模型[39]预测，假设2050年在全球耕地中推广添加玄武岩粉末这一增强风化方法，每年可以移除大气中的CO2约5亿～20亿t/a；其中，若在中国10%～55%的耕地中使用该方法，则每年可以贡献的矿物碳汇约为1.3亿～5.3亿t CO2/a，取中间值为3.3亿t CO2/a，相当于在全球升温1.5℃情景下抵消中国每年5%～21%的碳排放量。在这种情景下，使用该方法预计每年需消耗7.7亿～35亿t玄武质岩石。此外，统计数据显示，截至2017年中国尾矿堆积存量为195亿t，增强风化方法可以充分利用其中的基性岩尾矿，不仅可以降低原料的预处理成本，还能缓解尾矿堆积造成的环境污染问题，是实现经济与环保双赢目标的潜在有效手段。

表2 不同试验条件下的增强风化方法固碳效果统计表Table 2 Statistical table of carbon sequestration effect of enhanced weathering method under different test conditions

3 湖北省地质碳汇工作路径建议

基于以上对地质碳汇的论述，结合湖北省实际情况，从地质行业角度出发，探讨碳中和背景下湖北省地质碳汇的可能工作路径。

3.1 土壤碳汇

(1) 开展区域土壤碳库调查。目前湖北省仅在长江流域部分河湖湿地开展了有限的固碳潜力研究[40]，尚未系统全面地开展土壤碳库调查和固碳潜力评价工作，相关科研工作也跟进不够。建议围绕长江经济带和湖北省区域发展布局，分层次、有步骤地实施土壤碳库调查与固碳潜力评价项目，研究土壤碳库特征、影响因素、储量及固碳潜力。同时建立覆盖全省、有序更新的土壤碳库数据库，优化土壤固碳潜力测算方法，形成调查评价技术规程和地方标准，支撑自然资源和区域碳收支管理。

(2) 开展土壤碳汇功能修复与保护。应有规划地实施造林、生态修复、保护性耕作等工程和措施，同时建议将碳通量变化及碳汇能力评估纳入生态保护和建设工程指标体系。重点围绕湖北省“十四五”期间的生态修复工程需求，在区域性生态修复工程实施过程中，把提升生态系统固碳能力和适应气候变化能力纳入考量指标，探索土壤修复与固碳增汇相结合的修复技术，定期开展治理工程范围内的土壤及生态环境调查和监测，为生态保护与建设工程中的碳汇价值实现提供依据。

(3) 开展湿地生态系统调查与开发利用。湖北省具有以长江、汉江为骨架，群带交错、湖库交融、完整多样的湿地生态系统，因此应重视湿地的生态功能，开展区域性湿地碳汇调查、资源生态价值评估，建立湿地碳汇监测网络，厘清湿地的环境质量、资源价值和碳通量，有助于区域碳收支管理与生态产品价值实现，也为合理开发、利用、恢复和保护湿地提供科学支撑。

3.2 岩溶碳汇

开展岩溶碳循环及碳汇效应调查。湖北省境内水系发达，河网密布，长度>10 km的河流有1 700余条，湖泊总面积近3 000 km2。省内碳酸盐岩裸露面积约4.5万km2，占全省总面积近1/4，主要分布于鄂西武陵山区、长江三峡两岸分水岭、神农架等地。目前湖北省尚未开展过岩溶碳汇调查与研究工作，全省岩溶碳汇潜力有待挖掘。建议以重点流域为单元，开展流域尺度岩溶碳循环及碳汇效应调查，厘清岩溶作用的碳通量大小、空间分布和碳汇效应，通过适当人为干预手段提升岩溶碳汇能力。

3.3 矿物碳汇

(1) 开展地质碳封存资源潜力评价。湖北省地质储碳空间资源丰富，如江汉盆地深部咸水层、鄂西页岩气层等，可利用的地质储碳空间规模还需要进一步摸清。建议开展地质碳封存资源潜力评价，寻找具有碳封存潜力的地质构造有利区，优选目标靶区，评价地质碳封存潜力，实施地质构造、深部咸水层或基性岩层等CO2地质封存示范工程。另外，加强页岩气勘查开发与地质碳封存一体化调查研究，兼顾页岩气勘查开发的环境影响与承载能力评估工作，助力清洁能源开发利用与产业高质量发展。

(2) 开展固废资源的碳封存利用。磷石膏、基性岩尾矿等固废都含有大量碱性金属离子，可以作为CO2矿化的原料。以磷石膏为例，湖北省是产生磷石膏最多的省份之一，现有堆存量近3亿t，且每年新增量也有近3 000万t，存在极大的生态环境风险隐患。2022年10月，湖北省在全国率先颁布《湖北省磷石膏污染防治条例》，表明加强磷石膏污染防治，推进磷石膏综合利用刻不容缓。建议在查明磷矿尾矿库数量及分布状况的基础上，评价其矿物固碳潜力，开展磷石膏等固废CO2矿化固定技术攻关和技术成果转化试点示范，建立尾矿库固碳技术评价体系，既服务于碳中和目标实现，又能够缓解尾矿堆积造成的生态环境风险。

4 结语

为实现2060年碳中和目标，负碳技术将发挥关键作用，其中地质碳汇由于固碳潜力大、经济成本低、工程可实现性强，具有较好的应用前景。通过梳理地质碳汇中土壤碳汇、岩溶碳汇、矿物碳汇的作用和潜力，提出湖北省地质碳汇工作路径建议。湖北省应结合省情，在土壤碳汇、岩溶碳汇、矿物碳汇方面加强工作部署，开展区域土壤碳库调查、土壤碳汇功能修复与保护、湿地生态系统调查与开发利用、岩溶碳循环及碳汇效应调查、地质碳封存资源潜力评价、固废资源的碳封存利用等工作。湖北省地质碳汇资源潜力巨大，有必要更好地发挥地质碳汇作用，加强相关领域的研究探索，开发对应的碳增汇技术，为实现碳中和目标作出重要贡献。