可持续发展背景下不同土地利用类型的土壤固碳能力

严丽萍，刘睿*，杨利伟

1.长江大学资源与环境学院，湖北 武汉 430100 2.油气地球化学与环境湖北省重点实验(长江大学)，湖北 武汉 430100

世界自然保护联盟(IUCN)、联合国环境规划署(UNEP)和野生动物基金会(WWF)于1980年共同发表了《世界自然保护大纲》并明确提出了“可持续发展”的概念。世界环境与发展委员会(WCED)在1987年发表了报告《我们共同的未来》，正式使用并比较系统地阐述了“可持续发展”概念，即“持续发展是既满足当代人的需求，又不对后代人满足其需求的能力构成危害的发展”[1]。自工业革命以来，人类向大气中排放的CO2等温室气体不断增加，大气温室效应也不断增强，造成全球变暖、地球上的病虫害增加、海平面上升和土地沙漠化等一系列负面影响，这一系列问题已引起全世界广泛关注。联合国政府间气候变化专门委员会(IPCC)发布的《第六次评估报告综合报告：气候变化2023》表明，气候变化前所未有，对人类的影响已毋庸置疑[2]。中国于2020年9月提出了2030年“碳达峰”与2060年“碳中和”的目标，如何实现“双碳”目标已成为当下关注的热点问题。

陆地生态系统每年大约能够去除30%人为活动所产生的CO2，森林管理、植被恢复、植树造林等生态工程措施可以显著增加陆地生态系统碳汇，将大气中的碳固定在植被和土壤[3]。土壤碳汇能力对降低大气中的CO2起着十分重要的作用，对减缓全球气候变暖也至关重要。土壤碳汇由有机碳汇和无机碳汇两方面构成[4]。碳在土壤生态系统中的流动中具有以下内在特征：生产和消耗、周转和固定、交换和迁移。土壤生态系统中的碳可以通过生物和非生物过程进行周转和固定，也可以通过交换和迁移流动；光合作用产生的碳经循环，最终回到大气中(见图1)。尽管全球土壤碳循环基本保持上述规律，但不同土地利用类型(主要包括森林、草地、农田和旱地等)的土壤固碳能力存在差异，笔者将对上述不同土地利用类型的土壤固碳能力进行分析。

图1 土壤碳循环Fig.1 Soil carbon cycle

1 森林土壤固碳

由于石化燃料的燃烧、煤炭和石油的生产加工等因素，人类每年向大气中排放大量的CO2，而这些CO2约有15%～20%被森林吸收[5]。这些被森林吸收的CO2可以增加森林生态系统中树木的生物量，将CO2储存在森林生物中，或者储存在土壤中。森林土壤固碳能力较高，主要是由于森林植被具有较高的生产力和较长寿命，同时根系系统也相对发达。成熟森林可以持续积累有机碳[6]。许窕孜等[7]研究表明，森林土壤有机碳含量在垂直方向上的分布随土层深度的加深逐渐降低，呈现明显的表聚现象。钱琦等[8]研究表明，就0～10 cm和10～20 cm土层而言，武夷山针阔混交林土壤碳含量总体高于常绿阔叶林，高海拔森林更有利于土壤碳积累，但是如果森林处于垂直分布的上限，则其土壤碳含量存在下降趋势。森林土壤碳汇的大小和变化也受气候条件、灾害、森林管理和人为干扰等因素影响。研究森林土壤碳汇的动态变化、影响因素和管理措施对于生态保护和气候变化应对具有重要意义。

在气候条件方面，温度升高、降水和大气CO2浓度都会影响森林生物量的生长，影响森林生态系统生产力[9]，进而影响土壤的固碳能力。温度升高同时影响着植被光合作用和呼吸作用这两个过程，而对这两个过程影响力的大小又决定着生态系统净初级生产力(NPP)的升高或者降低[10]，即存在正负两方面的效应。降水量的增加往往会促进NPP的增加，尤其在较为干旱的地区，降水量的增加可以缓解水分胁迫，增加土壤湿度，促进植物有机物质的积累。然而，这种促进作用存在一定阈值，NPP不会随着降水量的增大而无限增大[11]。NPP对降水量的减少敏感度更高[10]。目前，大气中CO2浓度对森林土壤生态系统固碳能力的研究结论存在一定分歧。大部分研究认为，当CO2浓度升高时，植物能通过降低自身的气孔导度来降低冠层蒸散，从而提高土壤水分的利用效率[12]，进而提高森林植被的光合作用效率，促进森林生物有机质的累积[13]和NPP的增加[14]，从而促进森林土壤的固碳能力。但长期处于高CO2浓度下，树木对CO2浓度升高适应后，光合速率可能会逐渐恢复到原有水平，CO2的施肥效应会消失[15]。有部分研究表明，即使在高水平营养供给下，也还有一些物种对CO2浓度的升高并没有反应[16]。温度、降水和大气CO2浓度共同影响着森林土壤生态系统的固碳能力，具有协同作用[17]。

火灾的增加可能会大大改变森林土壤碳储存潜力，野火等生态干扰在树木死亡中发挥了重要作用。潮湿森林的火灾增加，森林碳储量会下降[18]。有研究表明，如果火灾情况没有急剧增加，预计到2100年，一些干燥的西北太平洋森林将成为小型碳汇[19]。砍伐树木和燃料的燃烧是目前森林树木死亡的最主要原因，这可能会极大影响森林土壤碳储存和封存能力，尤其是在长时间(上千年)的尺度上[20]。

据我国绿化委员会办公室发布的《2022年中国国土绿化状况公报》[21]显示，2022年全国完成造林383×104hm2，从2004年到2022年近20年时间，我国植树造林总面积约11 129.283×104hm2。这个面积远超东北三省的78.73×104km2，约等于内蒙古自治区的面积。在我国新的气候行动目标中，2030年森林蓄积量比2005年增加量从45×108m3提高到60×108m3[22]。经过测算，森林蓄积量每增加1×108m3，相应地可以多固定1.6×108t的CO2。1980～2019年我国陆地生态系统碳汇约为2.3×108t/a，其中最主要贡献来自于植树造林和森林恢复，贡献约为44%，即1.012×108t/a[23]。

2 草地土壤固碳

全球草地生态系统约5 250×104km2，广泛分布于除格陵兰岛和南极洲外的地球表面，其覆盖率高达40.5%[24]。草地还储存了约34%的陆地碳储量，其中约90%的碳以根系生物量和土壤有机碳(SOC)的形式储存在地下[24]。在草地生态系统中，地下部分比地上部分存储了更多的有机碳。据统计，草地生态系统中约60%的净初级生产力分配在地下。土壤中有机碳主要分布在颗粒状有机物(POM)和矿物相关有机物(MAOM)组分之间，只有很小一部分(1%～2%)以溶解有机质形式存在。表层土壤中MAOM的碳储量约在50 g/kg土壤时饱和，超过这一水平，有机碳储量的额外增加完全取决于POM的增加。目前，大多数草原(80%)低于饱和，表明有很强的生态系统调节能力[25]。提高植物多样性可以增加根系生物量和根系分泌物，增加地下碳；也可以促进微生物生长、周转和坏死性物质埋藏，从而提高有机碳的储存。真菌和细菌对草地有机碳的积累、稳定和周转有很大的影响。

气候对草地碳循环的管理效果有显著影响[26]。气候变化主要包括区域温度、降水等气候条件的改变[27]。除气候外，放牧是目前全世界范围典型的草地资源利用方式，同时其强度变化深刻影响着草地生态系统的生产力，进而影响草地土壤生态系统碳循环[28]。通常认为牲畜放牧主要通过3种方式影响草地土壤碳含量变化：首先，放牧踩踏会影响土壤的结构、渗透能力和孔隙度，水分含量随着土壤紧实而变化，以及通过放牧动物的粪便和尿液等途径改变土壤环境资源供应，进而影响土壤微生物的活动和土壤碳的循环[29]；其次，放牧家畜的采食活动直接减少了草地的净初级生产力，并导致地上凋落物的减少[30]，改变地上调落物中的碳返还土壤[31]；另外，放牧会改变植物中的碳在地上和地下组分之间的分配，改变植被再生组织的养分含量，短期内对地上生物量影响明显，但长期放牧对地下生物量影响更显著[32]。合理放牧对草地土壤碳储量有促进作用或没有明显影响[33]，而重度放牧则为负效应[34]，这些研究结果多集中在表土层(0～20 cm)。放牧对土壤碳含量的影响随土层深度的变化而变化，放牧减少了表土层碳的固存，甚至导致土壤碳的损失[35]。但放牧对深层土壤(大于20 cm)碳含量有促进作用，可能是放牧改变了植物生理使碳的分配倾向于地下部分，增加了碳向地下部分的分配，致使更多的碳被分配到深层根系中，从而使土壤中碳的数量增加[36]。从土壤微生物的角度，放牧强度能够显著影响土壤微生物的数量，重度放牧明显减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；而合理放牧可以改变生态系统养分循环过程与效率，可以使土壤微生物的碳增加。

人们通常会施加石灰和氮肥以提高草地的肥沃程度。然而在重度放牧状态下，通过施用大量石灰和氮肥来提高草地生产力的做法可能不会增加土壤碳储量[37]。WANG等[38]发现，增加石灰速率导致澳大利亚一些牧场表层(0～10 cm)土壤有机碳减少约14%。在高石灰率下，土壤酸性相关的约束被消除，导致微生物呼吸增加，有机物质分解更快，土壤溶液中溶解有机碳水平增加，容易导致淋滤和侵蚀损失[39]。此外，石灰会刺激根系生长，在较高的土壤pH下，禾草物种的分泌物释放量会增加，这些分泌物作为引物促进土壤有机质分解而造成土壤碳损失[40]。当施加氮肥量较大时，草地土壤由每单位施氮量所获得的额外有机碳存量下降，即高施氮率下草地土壤碳获得效率降低[41]。随着施肥时间的增加，土壤碳储量下降幅度更大；然而，这种负面影响在中期(10～30 a)达到峰值，之后变得不显著[38]。1999年以来，我国实施了两轮退耕还林还草，累计安排25个省(区、市)和新疆生产建设兵团退耕还林还草任务1.42×107hm2[42]。研究表明[43]，我国草地的固碳率为6.8 t/hm2，相当于每公顷草地可以平均吸收27.2 t的CO2。自1999年以来，我国通过退耕还林还草项目共吸收CO2约3.862 4×108t。所以，在未来的草地管理政策中，特别是在管理导致SOC存量下降严重的地区，应主要侧重于降低放牧强度。

3 农田土壤固碳

据估计，农田在土壤顶部30 cm处储存了超过140×108t有机碳，约占全球土壤有机碳库总量的10%[44]。农业生产活动会通过以下3种机制减少土壤中的有机质：①一年生的农作物相对多年生的对土壤碳输入较少；②耕作会破坏土壤物理结构，将先前物理保护的SOM(土壤有机质)暴露于土壤表层，增加SOM的分解速率；③土壤侵蚀易发生在缺乏植物覆盖的农用地，可以去除大量的SOM。农业用地也可以在地上生物量中储存大量的碳[45]，包括多年生树木作物中储存的碳，以及农林复合系统的树篱、防风林和河岸林地中的田间边界。环境水热条件、土壤性质、农作物类型、农田管理措施如秸秆还田[46]、复合种植、轮作、有机肥施用、免耕技术、开垦方式、生草栽培等因素均会影响农田土壤有机碳的输入与输出。根据农田的特殊属性及其用途，通常通过以下两种方式来增加农田土壤固碳量：一方面可以通过选择优良品种、施肥或间作种植等方式增加农作物的生物量，农作物生物量增加便可以通过光合作用从大气中固定并储存更多的碳，从而增加农田土壤碳储量；另一方面需要尽量减少人为扰动，如在农田附近修建专门的人行步道，减少人类活动对农田土壤生态系统的干扰和破坏，有利于减少农田土壤中碳的分解，提高农田土壤的固碳能力[47]。

秸秆还田是增加农田SOC含量的有效措施[48]。秸秆作为有机物料还田后主要通过微生物分解增加碳输入[49]，从而可以直接增加SOC含量，但随着土壤深度的增加，增加效应呈现下降的趋势[50]。施氮肥与秸秆还田相配合可以促进土壤固碳[51]，但太少或太多的施氮量会阻碍秸秆的腐解，减缓SOC 增加速率[52]。作物养分需求范围内，单独多施化肥或有机肥均比少施肥可以显著提高农田SOC含量，而化肥有机肥配施的固碳效果最佳[53]。多施有机肥或化肥均可通过促进作物根系生长来提升SOC含量[54]，有机肥除了可以补充土壤的有机质，还可以改善土壤团聚体结构[55]，但有机肥释放养分的速率较慢[56]，配施化肥可以长效补充土壤养分，从而取得最佳的SOC增加效果。在不同的施氮量、年平均温度和降水量、初始SOC含量和轮作制度条件下，施肥对农田SOC含量的影响不同[53]。生物炭是一种性质稳定、孔隙度高、含碳量高的新型肥料，在促进农田土壤固碳减排和改善作物生长等方面潜力较大[57]。多项研究表明，生物炭所含的碳不仅会影响土壤碳库，还会改变土壤原始有机碳含量[58]。

SONG等[59]在国际上首次用整合分析法证明了退耕还林还草工程能显著增加土壤的有机碳含量，对减缓气候变化有着巨大潜力。随着退耕还林还草工程的实施，其表层土壤(0.2 m以上)有机碳含量增加了48.1%，其中在还林情况下增加了55.6%，在还草情况下增加了36.9%，均显著高于更深层(0.2 m以下)的土壤。

农田土壤固碳及其增产具有协同效应[60]。亚洲多个长期试验地的研究结果显示，增加土壤有机碳含量对提高作物产量有积极作用，同时能维持或提高农田土壤肥力[61]。研究表明，土壤有机碳储量和作物产量及产量稳定性之间存在线性关系[25]或非线性的指数关系。也有研究通过曲线拟合发现，土壤有机碳对作物产量的贡献有明显的阈值[62]，当土壤有机碳储量超出一定临界值后就不会再对作物产量的增加起到积极作用。

4 旱地土壤固碳

旱地是指年降水量较少、蒸发量较大，土壤水分亏缺，植被矮小、稀疏、生长缓慢、生态脆弱的地区[63]。地球表面大约有41%的面积为干旱或半干旱地区[64]。根据温度、降水量等因素的不同，旱地可以分为超干旱区、干旱区、半干旱区和干燥半湿润区[65]。旱地地区土壤有机碳含量往往相对其他地区较低，尽管旱地地区土壤无机碳含量显著低于土壤有机碳含量，但全球大部分土壤无机碳几乎都储存在旱地地区[66]。所以，本次研究主要讨论旱地地区土壤无机碳的情况。干旱地区成土碳酸盐(PIC)的形成条件主要包括气候干旱、高碱性土壤、缺氧环境和长期低温等因素。这些因素相互作用，共同促进了成土碳酸盐的形成，也为土地固碳提供了潜在机会。PIC的形成有生物机制和非生物机制两种，生物机制如土壤生物区系显著影响CaCO3沉淀[67]，非生物机制如溶解的CaCO3在低土壤含水量中结晶[68]。在干旱地区，无机碳(SIC)特别是CaCO3主要通过以下两个反应形成[69]：

(1)

(2)

在旱地土壤中，存在CO2土—气交换，主要受硅酸盐矿物风化、碳酸盐溶解和成壤性无机碳酸盐岩形成这3个无机碳过程的影响。干旱土壤无机碳形成会受多种因素影响(见图2)，分别有气候因素[77]、土地覆盖与土地利用[78]、农场管理实践[79]、灌溉[80]、化肥导致土壤酸化[81]、温度[70]、土壤微生物因子[82]、土壤深度[83]、母质[84]和盐渍土壤[2]。研究表明，旱地土壤吸收CO2的潜力，主要是由与气候变化相关的非生物因素驱动的[85]。

图2 干旱土壤中无机碳形成的影响因素 Fig.2 Factors affecting the formation of inorganic carbon in arid soils

旱地SIC—SOC关系是复杂的，它们可以是正的[86]、负的[82]，也可以是零[87]，这可能是因为与碳酸盐形成有关的多个过程是随时间和空间解耦的。干旱条件下，土壤pH在维持SIC和SOC之间的关系中发挥重要作用。土壤pH较低有利于碳酸盐的溶解，导致表层SOC和SIC呈负相关关系，而在pH较高且没有Ca/Mg限制的土壤中，二者呈正相关关系[86]。灌溉水质对SIC含量也有重要影响[88]。由于修复农田植物生物量的增加，土壤pH下降，保水能力增强，促进了SIC的溶解。溶解性无机碳(DIC)的来源是土壤呼吸作用释放的CO2溶解到灌溉盐碱土的土壤溶液中[89]，然后被向下输送到地下含水层[90]。DIC也被认为是沙漠地区盐水或碱性含水层中一个隐藏的、未被接触的无机碳池。总之，旱地土壤碳汇是旱区生态环境的重要组成部分，了解旱地SIC的形成和储存机制、影响因素、SIC与SOC关系，并采取相应的管理措施，对推动旱区可持续发展具有重要意义。

5 结束语

在“双碳”目标的大背景下，众多学者已经意识到土壤固碳的巨大潜力并取得了一系列研究成果。未来对土壤固碳能力进行相关研究时，应针对不同土地利用类型下的土壤着重关注以下几点：预防森林火灾、监测森林退化率，以及森林退化对土壤有机碳储量和其他生态系统功能的影响；进一步研究预测的气候变化和管理制度对草原土壤碳储量的互动影响；解决土地所有权和土地权属问题推动农业环境政策实施，将农业系统中的气候减缓政策与更广泛的政策框架结合，使农业环境政策真正在实践中发挥应有的作用；深入了解土壤管理和施肥，包括酸性土壤对原生土壤碳矿化的石灰化和地球化学溶液建模，以预测干旱地区方解石的稳定性；不断探索更精确和可靠的测量方法，建立更准确的模型来预测土壤碳汇变化，以减小土壤碳汇量估算的不确定性[91]。