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(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,太原 030024 2 太原理工大學(xué)礦業(yè)學(xué)院,太原 030024 3 山西大學(xué)環(huán)境科學(xué)研究所,太原 030006

工業(yè)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(dǎo)致全球變暖等一系列全球性生態(tài)環(huán)境問題[1]。隨著中國經(jīng)濟(jì)進(jìn)一步發(fā)展和城鎮(zhèn)化進(jìn)程,中國能源消耗和溫室氣體排放量短期內(nèi)繼續(xù)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(jìn)陸地生態(tài)系統(tǒng)碳的固定及其穩(wěn)定,減少CO2排放,成為減緩氣候變化的一個重大挑戰(zhàn)。

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

土壤有機碳(SOC)作為土壤肥力形成的基礎(chǔ),是生態(tài)退化區(qū)植物定居的前提條件[6]。土壤有機碳有利于改善土壤微團(tuán)聚體結(jié)構(gòu),提高土壤保水保肥能力,是煤礦廢棄地生態(tài)修復(fù)的主要評價指標(biāo)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(chǎn)生重大影響,在陸地碳循環(huán)過程中舉足輕重[9-10]。國內(nèi)外學(xué)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(jìn)行了深入研究,為“減排增匯”提供了理論基礎(chǔ)。但這些研究主要集中于自然地貌上的生態(tài)系統(tǒng)類型,對煤礦廢棄地這種受到劇烈擾動的退化生態(tài)系統(tǒng)類型還缺乏系統(tǒng)性研究。雖然近年相繼出現(xiàn)礦山復(fù)墾區(qū)生態(tài)系統(tǒng)碳儲量及其動態(tài)的研究報道[13- 15],但研究深度遠(yuǎn)不及自然生態(tài)系統(tǒng)類型。尤其是目前對煤礦廢棄地重建生態(tài)系統(tǒng)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(jié)合退化生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)的國家重大需求,加強煤礦廢棄地重建生態(tài)系統(tǒng)的土壤固碳功能修復(fù)研究,具有重要意義。

近年來,礦區(qū)生態(tài)修復(fù)得到長足發(fā)展。生態(tài)修復(fù)是否促進(jìn)了土壤有機碳庫儲量的增加？土壤固碳功能修復(fù)的影響因素有哪些？為了揭示這些科學(xué)問題,本文通過綜述國內(nèi)外煤礦廢棄地生態(tài)修復(fù)對SOC的影響研究,分析了修復(fù)模式、修復(fù)年限、人為修復(fù)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(fù)土壤的碳庫變化規(guī)律和影響機制,為科學(xué)評估生態(tài)修復(fù)的土壤碳效應(yīng)提供思路和參考。

1 煤礦廢棄地修復(fù)模式對土壤有機碳的影響

土壤碳固定是生態(tài)系統(tǒng)功能恢復(fù)的主要評估指標(biāo)之一,對改善土壤理化性質(zhì)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(qū)修復(fù)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(fù)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(nèi)外學(xué)者針對礦區(qū)生態(tài)修復(fù)的碳效應(yīng)做了大量深入研究,為煤礦區(qū)固碳功能的修復(fù)提供了啟示和參考[21,24]。20世紀(jì)60年代,國外學(xué)者開始對煤礦廢棄地的生態(tài)修復(fù)進(jìn)行研究,并對植被修復(fù)后的SOC進(jìn)行了估算[25-26]。隨后,以美國、德國和印度學(xué)者為代表,對修復(fù)后的煤礦廢棄地土壤有機碳庫進(jìn)行了廣泛深入研究,奠定了礦區(qū)固碳功能修復(fù)的理論基礎(chǔ)[27-30]。我國對煤礦廢棄地修復(fù)研究曾集中于植物群落演替、植物物種配置和多樣性恢復(fù)等方面[31-33]。近年來,我國學(xué)者開始對山西、內(nèi)蒙古和淮南等地礦區(qū)修復(fù)后的土壤有機碳庫進(jìn)行研究[13,15,34],填補了我國礦區(qū)土壤碳固持研究的空白。目前,國內(nèi)外對煤礦廢棄地生態(tài)修復(fù)后土壤有機碳的研究,主要包含以下3個方面：修復(fù)模式對SOC的影響；修復(fù)年限對SOC的影響以及人為修復(fù)措施的影響。

1.1 修復(fù)模式對土壤有機碳的影響

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

人工植被修復(fù)不僅直接影響SOC的含量和分布,還通過改變土壤環(huán)境因子而間接影響SOC。研究表明,人工草地可在短期內(nèi)快速增加SOC含量。唐駿等[37]研究了黑岱溝煤礦草地修復(fù)對排土場SOC的影響,表明修復(fù)15 a后人工草地SOC含量顯著增加,1 m土層內(nèi)SOC密度可達(dá)原草地的62%。這是由于草地植物根系發(fā)達(dá),可在短期內(nèi)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(fù)早期的碳累積。多數(shù)研究者認(rèn)為煤礦廢棄地修復(fù)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(fù)為人工林地和草地的碳固持潛力,發(fā)現(xiàn)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(fù)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(fù)時間較短(小于50 a),且林地郁閉需較長時間,因此,在短期內(nèi)林地土壤的固碳潛力可能還未充分顯現(xiàn)。Ussiri等[27]對俄亥俄州煤礦的研究表明,人工草地轉(zhuǎn)換為人工松林10 a后0—50 cm土層SOC增加了11%,轉(zhuǎn)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(zhǔn)確地評估不同植被類型的土壤固碳潛力。

由于在修復(fù)過程中多利用客土充填、平整等方法,導(dǎo)致土壤結(jié)構(gòu)不良,土壤養(yǎng)分匱乏,自然恢復(fù)難度極大,且耗費時間較長。而人工栽植植被能夠在短期內(nèi)改善土壤理化性質(zhì),提高土壤微生物活性,加速土壤團(tuán)聚體的形成,促進(jìn)土壤碳的固定[13]。由于不同植被類型的根系周轉(zhuǎn)、凋落物生物量及其C/N比存在較大差異,導(dǎo)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(jié)構(gòu)等方面的差異,可引起土壤環(huán)境因子如土壤溫度、含水量的改變。這些因素都會最終導(dǎo)致土壤有機碳庫儲量的波動。

我國是一個農(nóng)業(yè)大國，農(nóng)業(yè)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(nóng)業(yè)的發(fā)展。為了改變這一現(xiàn)狀，部分地區(qū)采用農(nóng)業(yè)節(jié)水灌溉技術(shù)，在很大程度上節(jié)約了水資源。

此外,修復(fù)效果與物種本身特性及其配置密切相關(guān)。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(nèi)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(yīng)結(jié)合當(dāng)?shù)氐V區(qū)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(jìn)SOC的增加。

1.2 修復(fù)時間對土壤有機碳的影響

大多數(shù)研究表明,隨著煤礦廢棄地修復(fù)年限的增加,SOC得到顯著提升。Zhao等[34]調(diào)查了平朔露天煤礦廢棄地土壤碳的變化情況,結(jié)果表明SOC隨修復(fù)時間的增加而顯著增加,修復(fù)13 a的0—20 cm土層SOC含量是修復(fù)初期的3.1倍。植被蓋度增加可減少土壤養(yǎng)分流失,同時,枯枝落葉、林下層植物和死亡細(xì)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(dǎo)致土壤固碳速率的不同。Chatterjee等[39]對Ohio修復(fù)為草地的煤礦廢棄地SOC進(jìn)行研究,發(fā)現(xiàn)修復(fù)9 a后SOC(68.8 t/hm2)顯著高于修復(fù)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(fù)年限下印度煤礦廢棄地SOC密度,表明修復(fù)2 a后SOC密度為1.19 t/hm2,而修復(fù)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(diào)查了印度Singrauli地區(qū)修復(fù)19 a的煤礦廢棄地,發(fā)現(xiàn)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(jìn)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(fā)現(xiàn),修復(fù)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(fù)時間及區(qū)域氣候等存在顯著差異。這是由于凋落物量、土壤團(tuán)聚體特征、土壤質(zhì)地及土壤環(huán)境因子等的巨大差異,影響土壤碳循環(huán)的輸入、固定和分解等主要過程,導(dǎo)致土壤固碳速率差異顯著。

1.3 修復(fù)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(tài)脆弱區(qū)[5]。由于修復(fù)后的人為重構(gòu)土壤存在結(jié)構(gòu)不良,團(tuán)聚體破壞,養(yǎng)分瘠薄等特點,亟需輔以適當(dāng)?shù)男迯?fù)措施以加快恢復(fù)進(jìn)程。

修復(fù)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(fā)現(xiàn)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(zhì)如肥料、污泥、粉煤灰等可以顯著改善煤礦廢棄地的土壤養(yǎng)分狀況,有助于土壤碳的固定[42]。Silva等[14]的研究結(jié)果表明,施用污泥促進(jìn)了植被群落的建立,它們的協(xié)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(dá)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(jié)果表明施加有機肥可促進(jìn)土壤活性有機碳的形成,促進(jìn)SOC的增加。Montiel-Rozas等[45]研究發(fā)現(xiàn),施加風(fēng)化褐煤可以促進(jìn)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(dǎo)致重金屬污染問題。

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

1.4 植被修復(fù)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(qū)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(fù)措施對微生物量碳(MBC)的影響,結(jié)果表明MBC在不同修復(fù)措施下差異顯著,灌木林的MBC含量最高。Qu等[51]的研究結(jié)果顯示,土壤微生物量碳隨修復(fù)年限的增加而增加,在修復(fù)13 a時,土壤MBC達(dá)最大值,且可溶性有機碳的含量顯著高于未修復(fù)土壤。土壤微生物能促進(jìn)有機質(zhì)分解轉(zhuǎn)化,它的含量高低不僅能反映土壤狀況,而且對土壤團(tuán)聚體的形成和穩(wěn)定有重要作用[26]。Bartu?ka等[52]研究了兩種修復(fù)方式下土壤顆粒有機碳(POC)的動態(tài)變化,結(jié)果表明,修復(fù)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(jié)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(cè)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(fù)時間的增加會促進(jìn)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(jìn)微生物生長繁殖。所以,對煤礦廢棄地土壤有機碳研究應(yīng)關(guān)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(zhì)、土壤團(tuán)聚體特征、凋落物性質(zhì)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(nèi)外對煤礦廢棄地植被修復(fù)后SOC影響因子研究,主要集中于土壤理化性質(zhì)和凋落物的研究上。

2.1 土壤理化性質(zhì)對土壤有機碳的影響

土壤理化性質(zhì)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(qū)土壤性質(zhì)惡化,結(jié)構(gòu)不良,且在修復(fù)過程中,由于重型機械碾壓常導(dǎo)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(guān),與土壤容重、粘粒含量、pH呈負(fù)相關(guān)。史娜娜等[55]對采煤前后SOC密度的研究發(fā)現(xiàn),SOC密度與土壤孔隙度呈顯著正相關(guān)。改善土壤理化性質(zhì)有利于土壤持水和根系生長,細(xì)根周轉(zhuǎn)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(dǎo)率等土壤理化性質(zhì)也會發(fā)生相應(yīng)改善。

2.2 團(tuán)聚體對土壤有機碳的影響

土壤團(tuán)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(tuán)聚體或被包裹在團(tuán)聚體內(nèi)部,形成團(tuán)聚體結(jié)合態(tài)有機碳,不易被分解礦化。表土中約90%有機碳位于團(tuán)聚體內(nèi),土壤的固碳功能與土壤團(tuán)聚體的形成和穩(wěn)定密切相關(guān)[8]。礦區(qū)開采過程中,劇烈擾動極大地破壞了土壤的團(tuán)聚體結(jié)構(gòu),因此生態(tài)修復(fù)過程也是土壤團(tuán)聚體逐漸形成的過程。Malik等[56]研究表明,植被修復(fù)明顯提高了表層土壤中大于0.25 mm水穩(wěn)性團(tuán)聚體的含量,土壤物理結(jié)構(gòu)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(fù)提高了排土場土壤團(tuán)聚性,SOC含量與土壤團(tuán)聚體指標(biāo)顯著相關(guān)。SOC還與粘粒含量等土壤質(zhì)地有關(guān)。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(guān)。土壤團(tuán)聚體的形成主要依賴于土壤中各種膠結(jié)物質(zhì)的數(shù)量和性質(zhì),而土壤有機質(zhì)和粘粒可起到粘合的作用。但目前對土壤團(tuán)聚體的固碳機理還缺乏深入研究。

2.3 凋落物性質(zhì)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(fā)現(xiàn)在煤礦廢棄地常見的修復(fù)樹種中,印度黃檀的C累積速率最高。Yuan等[24]對修復(fù)年限相近的6種不同林地的SOC庫進(jìn)行研究,結(jié)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(fù)22—32 a的煤礦廢棄地,發(fā)現(xiàn)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(tài)修復(fù)本質(zhì)上是植被與土壤相互影響和相互促進(jìn)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(shù)量和質(zhì)量存在顯著差異[59],導(dǎo)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(xiàn)有的研究結(jié)果看,植被修復(fù)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(fù)會提高土壤有機碳含量,導(dǎo)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(fù)能通過改善土壤微生物群落的組成和結(jié)構(gòu)、增強微生物活性來促進(jìn)土壤呼吸作用[63]。當(dāng)進(jìn)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(tài)修復(fù)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(fā)展方向

在全球氣候變化背景下,對煤礦廢棄地生態(tài)修復(fù)過程中土壤碳庫儲量、動態(tài)及影響因素進(jìn)行研究,對減少煤礦廢棄地土壤碳排放和促進(jìn)礦區(qū)生態(tài)修復(fù)具有重要意義。雖然目前國內(nèi)外對煤礦廢棄地生態(tài)修復(fù)的土壤有機碳效應(yīng)進(jìn)行了廣泛研究,但由于煤礦廢棄地的特殊性,相關(guān)研究還存在不少薄弱環(huán)節(jié)。未來應(yīng)加強如下幾方面的研究：

(1)土壤有機碳組分的轉(zhuǎn)化及相關(guān)關(guān)系是揭示土壤固碳機理的關(guān)鍵。但目前主要側(cè)重于土壤總有機碳,對有機碳各組分的研究較少。未來應(yīng)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(tài)修復(fù)的響應(yīng)。

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

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

(4)生態(tài)系統(tǒng)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(tài)研究較多,而對碳排放的研究較少。未來應(yīng)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(zhǔn)確估算土壤碳排放。