2. 煤炭科学研究总院, 北京 100013;
3. 煤炭行业矿区土地整治与生态修复工程研究中心, 北京 100013;
4. 中国电建集团北京勘测设计研究院有限公司, 北京 100024;
5. 国家林业和草原局中南调查规划设计院, 长沙 410014;
6. 中国矿业大学(北京)化学与环境工程学院, 北京 100083
2. China Coal Research Institute, Beijing 100013, China;
3. Research Center of Land Renovation and Ecological Restoration Engineering in the Coal Industry, Beijing 100013, China;
4. Power China Beijing Engineering Corporation Limited, Beijing 100024, China;
5. Central South Inventory and Planning Institute of National Forestry and Grassland Administration, Changsha 410014, China;
6. School of Chemical and Environmental Engineering, China University of Mining and Technology-Beijing, Beijing 100083, China
2020年我国提出CO2排放量力争2030年前达到峰值, 力争2060年前实现碳中和的发展战略; 中央经济工作会议更是将“做好碳达峰、碳中和工作”列为2021年的重点任务之一.各级政府部门和各行各业均在结合自身特点, 深入开展碳达峰、碳中和战略影响和支持方略的深入研究探讨.如期实现碳达峰、碳中和目标, 一个重要方面在于提升生态碳汇能力, 有效发挥森林、草原、湿地、海洋、土壤和冻土的固碳作用, 提升生态系统碳汇增量[1].
煤矿区的开采活动会对矿区碳汇产生重要影响, 主要包括开采过程中煤层气泄漏碳损失、煤矸石等含碳废物自燃造成的碳损失以及土地损毁造成土壤和植被碳汇损失等[2~4].其中, 煤层气(主要为CH4)在不同开采深度下的排放因子有所不同[5], 开采深度大于400 m时其排放因子可达25 m3·t-1[6], 且煤层气泄漏引起的碳损失甚至在煤矿停止开采后依然存在[5].煤矸石中有机质的含量变异性较大, 含量较高的可达20%以上[7, 8], 而煤矸石自燃也成为矿区的主要碳损失形式之一[9].矿区内植被和土壤等主要碳汇要素受矿业开采活动影响后, 其碳汇能力往往会被大幅削弱[10~13].黄翌等[10]针对大同矿区忻州窑煤矿研究显示, 煤矿开采导致植被净初级生产力(NPP)损失量为4 613.66 t, 土壤有机碳增加1 641.17 t, 植被-土壤系统碳汇量减少6 166.40 t; 侯湖平等[11]针对徐州垞城矿不同土地覆盖类型下植被碳密度分析显示, 林地碳密度降低了53.52 g·m-2, 耕地的碳密度降低43.91 g·m-2, 水域用地碳密度降低81.44 g·m-2.这种碳汇负面影响与矿区开采活动和土地利用强度紧密相关, 而土地利用强度因素对碳排放一般表现为促进作用, 如张苗等[14]的研究显示土地利用强度每提高1%水平碳排放总量将提高0.21%, 侯湖平等[11]针对矿区的研究显示, 矿区碳储量年平均值的变化量与采矿生产能力呈高度负相关.退化土壤上进行植被恢复后, 植被和土壤的碳储量一般均有所提高, 但恢复的速度与土壤退化程度有关[15].在遭受开采活动损害的煤矿区开展矿业用地整治和林草植被建植等生态建设工作, 既符合绿色矿山建设要求, 也是矿业企业抵消生产碳排放量[16]和赢得更大发展空间以及积极参与国际气候变化应对和国家碳汇减排战略的重要行动内容, 是我国实现碳达峰、碳中和目标的重要技术措施之一.
在国家美丽中国、绿色矿山建设战略, 以及“绿水青山就是金山银山”、“山水林田湖草生命共同体”等生态文明理念的引领下, 我国矿区生态环境建设领域形成了预治理、土体重构和喷播复绿等主要矿区生态恢复技术方法, 部分研究针对土地复垦和生态修复后的土地进行了碳汇储量和碳汇变化等研究, 同时有一些矿区和矿业企业开展了碳汇林建设.但整体上看, 当前煤炭行业的发展、规划和战略导向, 在标准规范、治理能力和技术研发等诸多方面与国家碳中和战略的愿景目标存在很大差距[17], 而煤矿区生态碳汇方面则存在未能深入研究生态碳汇的相关规划、功能体系和建设方略(特别是对全周期的矿区生态碳汇构建研究不足), 缺乏对煤矿区重建生态系统的固碳机制和限制性因素等方面系统探索, 对碳成本和碳泄漏等碳汇损失问题没有引起足够重视等问题.现有矿区生态碳汇技术方法不能全面反映和充分发挥矿区整体的碳汇功能, 对矿区生态碳汇提升的指导有限, 而矿区生态碳汇功能提升以及配套的碳汇损失防控技术研究的不充分和成果不足现状, 不利于矿区生态修复工作深度融入矿区碳达峰、碳中和行动.在此情况下, 积极开展符合煤矿区特点生态碳汇体系构建以及矿区生态碳汇提升和碳汇损失防控技术、模式专题研究, 有助于深入推进矿区碳汇工程和切实实现矿业减排增汇, 并可为同类企业和项目提供可借鉴的模式经验, 具有重要的现实意义.
1 煤矿区生态碳汇体系构建 1.1 生态碳汇体系概况生态碳汇一般指森林、草原、湿地、海洋、土壤和冻土等所发挥的固碳作用, 但以上功能单元间多有交叉, 实际上生态碳汇总体可分为陆地碳汇和海洋碳汇两大类, 或植被、土壤和水体这3大类(图 1).生态碳汇相关研究更多关注陆地上林地、草地、湿地和耕地这4大类的碳汇变化情况, 如方精云等[18]开展的中国陆地生态系统固碳效应研究, 针对森林、灌丛、草地和农田生态系统的固碳现状、速率和潜力进行了评估.
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图 1 常规生态碳汇体系示意 Fig. 1 Conventional ecological carbon sink system |
根据文献[19], 林业碳汇主要包括地上生物量、地下生物量、枯落物、枯死木和土壤有机质碳库.其中, 植物可以通过光合作用吸收CO2合成有机物并释放出氧气, 从而起到减少空气中的CO2的作用.为此, 林地和草原上的乔灌草植物在生态碳汇中发挥着重要作用.植物碳汇方面已开展不同造林方式、不同林龄和不同管理措施等条件下的植物生物量(地上和地下)方面的研究[20, 21]; 造林和人工林生长可吸收并固定CO2, 其“幼龄效应”使得全球中、高纬度新造林的CO2吸收超过天然林[22], 这使得其成为生态保护修复和林业可持续发展并举的一个重要措施.
陆地土壤是地球表面最大的碳库, 有研究表明全球土壤碳库达到2.2×103~3×103 Pg, 为植被碳库的2~3倍, 是全球大气碳库的2倍[23, 24].当前的相关研究主要关注自然状态下或人为扰动后(生态治理或农田经营)土壤碳密度、碳储量、土壤呼吸和土壤碳组分等性状的变化.土壤碳库的构成影响其累积和分解, 并直接影响全球陆地生态系统碳平衡, 同时也影响土壤质量变化[25].人为增加土壤碳汇是应对全球气候变化的一种有效措施, 而有机碳输入具有重要作用; 土壤有机碳作为一种活跃的碳库, 其与周围环境发生的干湿交替和冻融转换等相互作用将影响其稳定性[26].
湿地也是地球表层系统中的重要碳汇之一, 湿地生态系统土壤碳储量约450 Pg, 占全球土壤总储量的1/3[27], 其不仅通过湿地植物和湿地水域微生物等的光合作用实现固碳, 还存在大量未被分解的有机物质(如泥炭等).湿地碳汇实际由湿地基质碳汇、湿地植物碳汇和湿地水体碳汇这3个部分组成.湿地碳汇研究方面和土壤碳汇类似, 主要开展不同类型湿地条件下的碳汇密度和碳储量情况等研究, 针对碳汇功能提升方面的研究不多.
1.2 煤矿区生态碳汇体系框架煤矿区在煤炭开采过程中会出现表层剥离、沉陷以及煤矸石和剥离土石压占等工程剧烈扰动, 造成地表土壤结构和植被盖度等受到严重损害, 特别是对于干旱半干旱等生态脆弱和土壤有机质含量本底值低的区域而言, 这种不利影响更加明显; 而对于高潜水位区域, 采煤沉陷区的水淹引起原有林木死亡和地下水上升后的盐渍化引起植被退化等问题.矿区生产活动对生态的负面影响将严重影响区域生态碳汇储量[28].有研究认为[29~31], 煤炭开采将引起沉陷区域农田植被碳库碳储量减少, 煤炭开采对区域农田植被碳库储量的影响属于失碳效应; 程静霞等[32]的研究显示, 采煤沉陷区沉陷坡和裂缝区两种破坏地表的土壤有机碳含量均降低, 10~30 cm的土壤剖面层有机碳含量降低最明显.
煤矿区土地复垦和植被恢复后可以增加矿区的碳汇储量[33~37].张黎明等[38]的研究通过建立碳减排效果测度模型评估了淮北矿区不同用地类型间转换下土地复垦碳减排效果, 认为优先将草地、耕地和废弃地等复垦为林地可有效增强碳减排效果, 其中废弃地复垦为耕地和林地的碳减排效果最显著.一般随着煤矿废弃地修复年限的增加, 植被碳汇量随着植物生长累积逐渐增加, 而土壤有机碳也可得到显著提升[12, 39~41], 张菁[42]的研究显示露天煤矿复垦20 a苜蓿地0~10 cm土层溶解性有机碳的芳香化和腐殖化程度较高, 表现了表层底层有更强的固碳能力; 而李俊超等[43]针对内蒙古黑岱沟露天煤矿排土场边坡土壤碳储量变化的研究显示, 经15 a植被重建后露天煤矿排土场边坡虽然表现出巨大的固碳能力, 但碳汇储量也仅为原地貌水平的1/2~3/5, 仍有较大的土壤碳汇提升空间.有机肥施用或有机肥和无机肥配施处理一般是矿区复垦土壤培肥地力, 提高土壤碳截存的最佳措施[44~51], 樊晓东等[52]的研究显示一定的施氮量下煤基复混肥对复垦土壤有机碳和碳库管理指数提升效果最好.付梅臣等[53]的研究认为煤矿区应将土地复垦和碳储存管理相结合, 采取植被光合作用增汇、土壤有机碳提高增汇、土地利用方式改变增汇和土地利用结构优化增汇等增汇措施.
充分认识煤矿区的碳储变化、碳汇增加的途径和效率, 并由矿区碳达峰、碳中和战略总体规划角度出发, 以生态碳汇体系框架为基础, 积极构建煤矿区生态碳汇功能体系框架, 可为矿区生态碳汇专项技术研究、标准体系构建和工程建设实施等工作提供指导.初步提出构建的煤矿区生态碳汇体系框架如图 2所示.具体的:①煤矿区的生态碳汇工作, 需要在管理模式和技术方法两个层面开展, 形成联动效应; ②煤矿区的生态碳汇工作, 需要充分考虑土壤、植被和湿地水域3大生态碳汇主体, 其中不同区域矿区湿地水域面积的差异较大, 对于高潜水位采煤沉陷区可单独考虑湿地碳汇, 而对于干旱矿区而言则可适当忽略湿地碳汇(或将其分解为湿生植物碳汇和湿地底泥基质碳汇, 并分别计入矿区植物碳汇和土壤碳汇). ③矿区生态碳汇技术方面, 生态碳汇专项规划具有统领和总筹作用, 是矿区生态碳汇研究和工程实施的前提; 碳汇计量方法、碳汇调查监测和碳汇效应评估是碳汇功能提升和碳汇损失防控研究与碳汇市场交易的重要基础, 该部分内容主要参考已经出台的文献[54]等技术标准以及文献[19, 55, 56]等碳汇计量方法学文件, 以确保矿区生态碳汇工作的系统性; 碳汇功能提升和碳汇损失防控作为最核心的两大技术内容, 应引起重点关注, 特别是碳汇损失方面, 需要统筹处理煤炭开采过程引起的矿区基础碳汇损失、矿区生态恢复过程引起的附加损失和矿区生态恢复后的长期损失风险.
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图 2 矿区生态碳汇体系框架 Fig. 2 Framework diagram of ecological carbon sink system in mining area |
对于低土壤有机碳含量和低植被盖度下的受损煤矿区而言, 其未来生态碳汇提升的潜力更加巨大[12, 50], 甚至一些经过较长时间复垦的矿区土地仍不能达到矿区原有地貌水平, 仍具有较大提升空间[43].当前, 针对生态碳汇功能提升仍以植树造林(碳汇林建设)增加植被碳汇为主导, 专项提升技术缺乏, 且未形成相应的完善技术体系, 不利于矿区综合减排降碳行动的深入推进.为此, 应在矿区生态碳汇体系框架基础上, 分层和分类开展碳汇功能提升关键技术研发, 采用高效和新型的技术方法来充分挖掘矿区的生态碳汇潜能, 并着力提升土壤和植被碳汇储量的稳定性.
煤矿区生态碳汇提升的重点方向如图 3所示. 矿区土壤碳汇功能提升, 从碳组分角度出发主要包括总碳含量提升、有机碳汇提升、稳定有机碳汇提升这3个层次, 提升方法可分为土壤处理技术和植物处理技术两方面.矿区植被碳汇的计量主体是植物体的地上、地下生物量和地表枯落物量, 因而矿区植被碳汇功能的提升, 主要是采取多种措施充分挖掘矿区植被的生物量潜力, 显著提高矿区生态植被的地上、地下生物量和地表枯落物量.
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图 3 煤矿区生态碳汇提升示意 Fig. 3 Schematic diagram of ecological carbon sink improvement in coal mining areas |
土壤碳汇功能提升3个层次中, 土壤总碳库提升需要建立在现有碳汇保存的基础上, 通过控制煤炭开采地表扰动等措施减缓矿区土壤中已有无机和有机碳的矿化排放; 同时采取进一步添加有机和无机碳材料方式, 实现总体有机碳汇量的快速和显著提升.土壤有机碳汇提升主要是通过施用有机物料实现(包括秸秆、农家肥、有机肥、泥炭和蚯蚓粪等), 且有机物料施用是土壤结构改良、肥力可持续提升的重要措施[46, 49].有机物料的材料种类、施用方式也会影响有机碳的增加效果, 如原岑[45]的研究发现, 秸秆还田能显著提高土壤有机碳含量且粉碎秸杆还田方式较整秸秆覆盖更有利于土壤有机碳的积累.
土壤稳定有机碳汇提升是针对矿区土壤所施用有机材料存在逐步矿化损失问题而来, 每年进入土壤的部分有机碳会以CO2形式释放[57].Paul等[58]的研究显示造林5 a内每年0~10 cm层土壤碳将比初始土壤碳量减少约3.46%, 0~30 cm层减少约0.63%; 而谢钧宇等[49]和范继香等[59]针对矿区复垦土壤不同施肥措施的试验显示, 不同施肥措施对矿区复垦土壤活性有机碳含量均有一定的促进作用, 但这种促进作用主要体现在活性有机碳上; 高健永等[47]的研究显示, 有机无机肥配施对提高该复垦区SOC含量的效果最佳, 但增加的有机碳首先累积在未受保护的细颗粒有机碳组分中; 高继伟[46]的研究显示, 单施有机肥和有机无机肥配施处理下活性有机碳以及缓效有机碳组分含量显著提高, 但惰性有机碳组分无明显变化.张宇婕等[60]针对矸石山复垦果园地中轻、重组有机碳的研究发现, 随复垦年限的增加轻组有机碳(LFOC)与总有机碳(TOC)比值呈增加趋势, 重组有机碳(HFOC)与TOC比值呈递减趋势, 显示土壤中更多的有机碳从稳定态转变为活性态.
稳定土壤有机碳库提升主要包括自身稳定有机碳材料的施用、有机材料在土壤中形成的稳定碳结构促进和含碳材料的深埋(如矿区煤矸石和残煤等废弃含碳材料的深埋[61])等技术方向.煤矿区可用的稳定有机碳材料主要包括风化煤等煤基材料腐殖化制备改良剂和农林有机材料炭化制备生物炭等.其中, 生物炭作为有机物质在缺氧条件下经高温裂解制备的材料, 其自身惰性使得其具有碳封存效果[62, 63], 被认为是一种有效的固碳减排新途径[64], 有研究认为应用生物炭技术每年至少可以减少人类12%的温室气体排放总量[65], 把中国主要粮食作物秸秆全部转化为生物炭, 可减少中国约13%的碳排放量[66].已开展研究显示生物炭的矿区土壤应用可提高土壤中有机碳和易氧化有机碳含量, 降低土壤易氧化有机碳含量占总有机碳的比例[67], 且生物炭的作用效果优于其他外源碳(堆肥、沼渣、牛粪和秸秆)[68].但在这些技术使用过程中, 需要关注材料施用到土壤中后对土壤原有有机质的矿化过程的影响、制备过程中碳排放控制和测定的碳汇量是否能计入碳汇交易体系等问题.
Schmidt等[69]的研究认为土壤有机质自身的化学结构本身并不能独立发挥稳定作用, 外部环境和生物条件可能发挥主要作用.土壤团聚体的形成和转化等过程与土壤固碳过程更是密不可分[70], 土壤固定外源碳的能力和土壤中团聚体的组成息息相关[71].绝大部分的土壤有机碳贮存在团聚体内部或者团聚体间的孔隙中[70, 72~74], 形成团聚体结合态有机碳不易被分解矿化[75].一般认为, 土壤团聚体稳定机制有化学稳定性、生物化学稳定性和物理稳定性这3种[71, 76], 其中土壤团聚体对土壤有机碳的物理保护是土壤有机碳最主要的稳定机制之一[75, 77~80].研究显示影响土壤团聚体固碳主要因素包括土壤有机质、土壤微生物、土地利用方式[81~83]、铁铝氧化物和耕作方式等[84, 85].实际上有机肥料和生物炭施用等措施, 多具有增加团聚体继而具有提高土壤碳稳定性的作用[51, 86~89], 为提升煤矿区土壤的碳汇稳定性, 还可针对性采取保护性耕作[90]、微量元素(Fe或Zn)添加[91]和腐殖酸施用[92, 93]等提升土壤团聚体稳定性的方法.
另外, 人工植被恢复也可增加煤矿复垦区土壤有机碳和微生物量碳等, 但不同植被类型、植物种类和植被配置模式对矿区土壤碳汇功能的影响效果有一定差异[35, 36, 94, 95].植被类型方面, 高艺宁[36]的研究显示矿区复垦土地中灌木林地的土壤碳储量显著高于草地土壤碳储量, 刘伟红[96]的研究通过比较矿区林地、草地和耕地的土壤有机碳含量, 也认为林地更有利于保存和增加土壤碳含量; 而李俊超等[43]的研究发现草地土壤碳汇的固碳效率要高于林地, 并建议矿区边坡植被重建优先选择草地.植物种类方面, 王璐[97]的研究显示3种不同植物修复模式下土壤有机碳含量差异显著, 呈现:栎树>火炬树>松树, 并认为这与栎树凋落物多且易分解有关, 建议作为当地矿区生态修复的优选树种; 文月荣[98]的研究对比分析了香花槐、油松、新疆杨、紫穗槐、油松和柠条这6种主要的人工重建林地0~100 cm土壤有机碳的变化特征, 显示紫穗槐林地土壤有机碳储量最高, 是排土场治理优先推荐的植物; 金永昌等[99]通过复垦土壤团聚体有机碳特征的研究认为, 文冠果值得在后续复垦植被的选择中进行推广.植被配置模式方面, 关炳昌等[100]针对5种植物31个不同组合下的土壤碳库效应的研究显示, 圆柏+文冠果+欧李配置模式有利于不同深度土壤有机碳固定; 王芸[101]的研究显示“刺槐×榆树×臭椿”混交林复垦模式的0~100 cm范围内土壤有机碳库储量高于纯林样地; 王颖哲[102]在安太堡矿区开展的研究显示“油松×刺槐”模式提升土壤碳库活性和质量的效果优于“刺槐×榆树×臭椿”模式以及各种纯林模式, 植被恢复工作中应优先考虑.综合可见, “乔木+灌木+草本”的矿区植被恢复模式增加土壤有机碳和活性有机碳含量较高, 且能较稳定抵抗外界环境变化[94]; 而乔灌草复合植被群落也是植被碳汇稳定性的重要保证之一.为此, 在矿区土壤碳汇提升中, 应在土壤改良材料施用基础上, 紧密结合植物建植(特别是乔灌草复合植被群落建植)来实现更高效和稳定的土壤碳库建设.
2.2 煤矿区植被碳汇功能提升植被碳汇量和植物体生物量紧密相关[38].赵魁[103]的研究显示煤矿塌陷复垦区的大乔木林、小乔木林、灌木丛和草地这4种生态系统均表现出碳汇功能, 年净固碳量依次为:大乔木林>小乔木林>灌木丛>草地.原野[104]和王怀泉[105]针对露天煤矿的研究均显示, “刺槐-油松林”的植被配置模式下碳汇量、碳固存速率远高于其他林地, 反映了植被配置模式对植被碳汇有重要的影响.一般矿区复垦为林地的, 其生态碳库主要存储在植被中(而复垦为草地则主要存储在土壤中)[35]; 针对煤矿复垦区女贞林生态系统碳的源汇效应研究显示, 相对于林下植被、枯落物而言, 乔木层对碳汇的贡献率最高(占77.54%)[106].植被碳汇稳定方面, 植硅体碳(phytolith-occluded carbon)作为一种相对稳定的碳组分, 被认为是一种森林生态系统长期碳封存的途径[107]; 这种碳封存作用既体现在植物体本身, 也会深刻影响植物体回归土壤后的土壤碳库[108~110]; 在传统提高植物净初级生产力措施基础上, 采取硅肥或硅-磷复合肥等含硅材料施加和种植竹类等高硅植物等措施[109, 111, 112], 均可提高陆地生态系统植硅体碳汇潜力.
矿区植被碳汇功能提升核心在于植被生物量的增加, 其主要的技术路径包括:①在考虑矿区生态承载力的基础上, 优选自身生物量较大的植物(特别是高植硅体含量植物), 并构建乔灌草混交、复层和深浅根搭配的乡土适生植物群落结构, 充分利用植被垂直生长空间提升单位面积上的植被生物量; ②因矿区植被恢复很大程度上受到土壤环境因素的制约[36], 为此应在植被种植前矿区土壤结构和养分状况治理基础上, 加强矿区植被栽植后的养分、水分和生长调节等管理工作, 确保实现矿区植被地上和地下部分的生长促进(以及植硅体形成); 后期适当补植补种适生和高生物量植被, 提升矿区植被的单株生长速度和质量; ③对于可刈割、宜平茬管理的植物, 考虑通过提升处理后植物体的有机碳保存时间方式, 来增强矿区总体的植被碳汇量(如表层炭化处理、整体炭化处理、粉碎压制成木炭等方式); ④对植被枯落物和枯死木等采取原位留存的方式进行保存, 减少区域碳汇总量的迁移.
3 煤矿区生态碳汇损失防控当前, 林业碳汇项目固碳结果的有效性要求将项目实施产生的碳成本和碳泄漏等温室气体排放扣除, 以体现林业碳汇项目的净固碳能力[113, 114].其中, 林业碳汇项目的碳成本包括营造林活动中的清理整地、定植、施肥、抚育和管护等措施, 以及所需物资在生产和运输过程产生温室气体排放; 碳泄漏是指由造林或再造林项目活动引起的和项目边界之外可测量的温室气体源排放的增加[115].如刘博杰等[116, 117]针对天然林保护工程和退耕还林工程分别进行了营造林过程工程边界内碳排放和边界外碳泄漏的计量研究, 认为肥料引起的碳排放是各区域最大的物资碳成本.另外, 碳汇损失还有一种被叫做碳汇非持久性风险, 是指造林或再造林活动建立的森林植被所吸存的CO2会因采伐、毁林、病虫害、气象灾害和地质灾害等人为或自然的原因而再次释放进入大气, 导致造林或再造林活动碳汇效益发生逆转的现象[118].实际上林业碳汇计量含有枯落物和枯死木两大部分, 因此矿区植被死亡后的短期内可计量的碳汇量变化不大; 但从长期来看, 植被生物量增长过程会被死亡打断而引起增量停止, 而死亡植株的地上和地下部分也将进入矿化分解过程, 产生CO2排放, 进而形成实质性的碳汇损失.
因碳泄漏、碳成本以及碳汇非持久性风险引起的碳汇损失将严重影响矿区生态碳汇工作成效, 造成矿区碳汇工程可计量碳汇价值损失[116, 117, 119].为此, 矿区生态碳汇工作需要在关注碳汇功能提升的同时, 精准识别碳汇损失风险, 研究形成针对性的防控技术或管理体系, 规避不利因素和消除碳损失风险.
矿区生态碳汇损失总体可分为3大类型:①开采活动引起的损失; ②生态植被建植过程的损失; ③长期条件下的生态稳定风险损失.具体的, 煤矿区的资源开采往往引起矿区的生态退化, 带来矿区生态植被的碳吸收能力的下降、土壤固存碳汇被释放和土壤侵蚀迁移等碳汇损失问题, 使得原有生态碳汇转变为碳源, 降低矿区生态碳汇功能价值; 矿区生态碳汇构建过程中, 存在地表扰动引起的内部泄漏和矿区生态碳汇建设的材料供应引入的外延泄漏风险, 还有生态植被建植成活率、群落结构稳定性、土壤质量退化和水土流失等不稳定因素; 长期条件下的碳汇损失主要包括矿区植被因病虫害、鼠兔害、火灾和水灾等引起植被枯死, 矿区土壤污染发生后的治理投入[53]以及矿区煤矸石、残煤自燃和氧化引起的碳排放[9, 12, 53]等.
开采活动引起的碳汇损失防控, 需在煤炭资源开采环节加强充填开采和保水开采等减损开采技术应用, 采取矿区合理规划减少扰动, 及时治理地裂缝, 表土剥离回用[53]以及增加临时性防护措施等; 其余两大碳汇损失类型均应在矿区生态修复过程中, 关注矿区生态碳汇构建中的碳汇损失风险, 针对生态碳汇功能构建和运营维护两大过程, 细致探寻碳汇损失风险点, 为精准开展防控措施研究和制定防控方案提供基础; 从技术方法创新和管理手段改进两方面出发, 开展碳汇损失防控技术和管理方法研究并形成专项防控措施, 确保矿区生态碳汇功能的稳定和可持续, 努力实现矿区生态碳汇功能的最大化.
3.1 矿区土壤碳汇损失及防控如图 4所示, 煤矿区土壤碳汇泄漏的主要风险点是矿区土壤有机碳的自然矿化分解, 土壤侵蚀带来的碳迁移, 部分集中堆存的残煤和煤矸石自燃以及远期土壤污染修复工程投入等.其中, 水土流失作为矿区的主要生态问题之一, 其土壤侵蚀过程会造成土壤有机碳流失, 增大侵蚀区土壤有机碳的矿化速率[120, 121]; 渠俊峰等[122]的研究发现由于重力作用和地表径流等影响, 坡面区土壤样本测试有机碳含量中显示低于对照的平整田块, 土壤有机碳流失非常显著.针对矿区土壤碳汇损失的主要应对措施包括:①提升矿区土壤改良的碳汇效应, 在增加有机材料施用的前提下, 适当增加惰性和缓释土壤改良材料的应用, 构建良好的土壤团聚体结构和有机无机复合体结构, 促进矿区土壤自身结构、土壤养分和土壤碳汇等功能的稳定性.②在矿区地貌重塑和平整土地的过程中, 采取坡面水平阶、截排水沟、鱼鳞坑、沟道谷坊和淤地坝等水土保持工程措施, 防治土壤侵蚀, 促进生态植被生长, 及早产生良好的水土保持效应[122], 并加强后期水土保持措施的管护, 避免土壤侵蚀产生的直接碳汇移出以及影响植物生长造成的次级碳汇损失.③采用综合措施加强矿区残余煤炭和矸石山自燃的防治工作, 规避自燃引起的地表和地表浅层土壤碳库中的碳排放.此方面主要可通过煤基固废直接分散用作土壤改良剂和炭化处理后土壤应用等方式, 强化煤基固废的高效土壤改良应用, 其中煤基固废炭化处理后, 可形成生物炭和活性炭类的新材料, 增加煤基固废中碳的稳定性, 进而实现更加稳定的储藏和更加有效的土壤改良作用.④前期做好矿区土壤污染风险评估, 需治理的早期治理, 减少具有污染风险的土壤改良剂、植物生长调节剂和农药的使用, 避免后期新增矿区土壤污染修复工程带来新的工程性投入和碳汇泄漏.
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图 4 煤矿区生态碳汇损失与防控系统 Fig. 4 Ecological carbon sink loss and its prevention methods in coal mining area |
另外, 少耕、免耕、作物留茬和秸秆还田等保护性耕作可促进土壤碳固定.石小霞等[123]通过研究4种处理方式下的土壤碳状况发现, 秸秆还田是恢复农田耕作引起土壤碳库储存下降的有效措施; 王明明[124]的研究显示秸秆覆盖对有机碳的改善效果优于免耕, 秸秆覆盖和免耕同时使用对有机碳的固定效果优于单独使用; 李景等[90]开展的15 a长期研究证实保护性耕作措施可提高黄土坡耕地区土壤和团聚体有机碳储量.为此, 对于煤矿区复垦为农田的区域, 倡导采用保护性耕作措施实现碳泄漏的防控.其中, 农田经营管理中免耕措施可通过减少对土壤团聚体的破坏带来的有机碳损失[125], 来提高农田土壤固碳量, 减少大气温室气体排放[126, 127], 呈现更好的碳汇效应.借鉴农业农田碳排放和碳汇研究经验, 矿区土地治理和生态复绿后的管护过程要强调低扰动[41], 这需要在前期治理工程中提升土壤改良和植被恢复工程的效率和质量, 确保苗木高成活率和高覆盖度, 同时应注意减少后期补播和补种工程的深层土壤扰动影响.
3.2 矿区植被碳汇损失及防控煤矿区生态修复工程本身, 可通过种植植物以及植物地上和地下生物量的增长, 而在修复区域产生植被碳汇的提升效果.但因生态修复工程的实施过程, 将涉及到苗木、肥料、水和机械等物资以及油料和电力等能源[53]的初始投入, 这些构成了植被碳汇计量中不可忽视的碳成本, 生态碳汇计量中需要减掉如种植苗木自身的碳汇量、运输的碳汇量、肥料改良剂碳汇量和工程施工碳汇量等碳成本.基于矿区土壤养分和水分条件恶劣, 特别是西部干旱半干旱区域, 除了生态修复建成区域的可见碳成本外, 实际还有因矿区条件恶劣和方法不当等原因而产生的植被碳汇损失.
植被碳汇损失可出现在生态修复工程的植被建设过程和建植后的养护过程.其中, ①植被建设过程中的碳泄漏主要是因矿区条件恶劣、苗木起苗和运输管护不到位以及反季节栽植等造成的栽植苗木和种植草本植物的早期枯死; ②生态植被养护过程中的碳泄漏主要是由火灾、病虫害、鼠兔害、极端天气和过度放牧等带来的植被退化、植株死亡.
针对植被建设过程中的碳损失, 其应对策略关键是提升复绿植物苗木的成活率和避免生态修复工程的重复建设, 实现生态修复工程本身的低碳化(即能量和材料消耗最小化).具体包括:①加强矿区植被恢复设计和施工.矿区生态修复植被设计和建植中, 应着力构建基于乡土植物资源的混交、复合和近自然的植被群落, 在增加植被碳汇总量的同时提升植被系统的自身稳定性, 增强其对火灾、病害、虫害和鼠兔害等不利因素的抵抗能力, 降低后期养护成本; 应充分考虑矿区所在区域的生态承载力, 进而确定科学合理的植被种植密度, 规避高密度植被建植造成水资源等的过度消耗带来的系统性风险. ②加强矿区生态修复区域的土壤改良培肥工作.以良好的土壤结构、肥力水平和持水供水能力, 确保种植植被的成活和高质高效生长. ③按照造林绿化相关技术标准要求确保就近取苗用苗.其中, 有相关技术标准对造林的种子和苗木做出具体要求, 指出“不应长距离调运苗木”[128]和“碳汇造林优选采用就地育苗或就近调苗, 减少长距离运苗活动造成的碳泄漏”[54].对此, 在矿区(特别是大型矿业基地)采用林苗一体化模式进行苗圃基地建设, 其可通过近距离提供充足的适生种苗, 有效避免苗木远距离运输和原生地与矿区气候差异等不利影响, 提升生态脆弱区生态碳汇建设效率和效益, 并实现矿区生态修复的成本节约, 乃至通过本矿区苗木外销实现经营创收和矿区生态碳汇功能的延伸. ④强化建植过程的碳汇损失风险管理.生态碳汇项目一般考虑周期20 a, 为此建议采取非乡土植物和反季节栽植植物不计量碳汇等强制化的管理措施, 来规避因生态植被建植不稳定风险带来的碳汇损失.
针对生态植被养护过程中的碳汇损失, 其对策主要包括:①加强管护和灾害监测, 建立相应的灾害预警与早期应对处理措施体系, 进而确保不发生大规模的病、虫、鼠、兔灾害和火灾, 规避极端恶劣天气的不利影响, 提升矿区碳汇植被的生态稳定性, 促进正向演替; ②应建立矿区生态修复工程死亡植株的就地留置或就地粉碎还田制度, 实现碳泄漏损失的迟滞, 避免矿区总体碳汇量的剧烈波动.
4 结论与展望在对生态碳汇技术以及煤炭行业碳汇和碳减排方面的研究成果进行系统研究的基础上, 针对煤矿区生态碳汇建设面临的体系不完备和专项技术缺失问题, 初步构建了煤矿区生态碳汇体系框架, 为进一步的深入研究提供方向引导; 同时针对碳汇功能提升和碳汇损失防控两大方面, 分层次和分阶段地进行了专项技术方法总结和探讨, 可为矿区生态碳汇效应的提升工作提供相关指导.
为了更好地推进矿区碳达峰、碳中和工作, 矿区生态碳汇领域需在加大土壤团聚体固碳和土壤活性有机碳转化等深层次固碳机制研究的同时, 及早构建科学和完善的矿区特色的生态碳汇体系, 并进一步加大高效、经济和稳定的矿区生态碳汇提升与碳汇损失防控技术研究, 具体方向包括以下4个方面.
(1) 开展全生命周期的煤矿区生态碳汇技术体系构建, 捋清矿区过程性和全局性的生态碳汇输入与输出量, 有效评估碳汇功能效果, 精准掌握生态治理工程实施后的生态碳汇功能效应和矿区总碳储量的变化过程, 构建形成“种碳→收碳→固碳→用碳”的矿区生态碳汇体系.
(2) 确保技术方法符合碳汇计量要求.生态领域的一些新兴碳汇提升技术(如生物炭应用等), 需要与碳汇计量方法等最新政策和要求进行衔接, 在做好技术储备的同时, 积极推动将新技术方法下的碳汇提升量全部纳入到可计量和可认定的碳汇中.
(3) 明确生态碳汇和常规能源碳汇的接口.在区域总体碳汇功能提升规划基础上, 选定适宜的区域和总体面积进行生态碳汇功能提升建设; 同时做好生态建设区域内常规能源碳汇(如光伏和风电)的协同, 部分抵消生态碳汇的不稳定性, 有效提升单位面积内的稳定碳汇效能.
(4) 以自然恢复修复措施为基准, 对比评估仿自然和低碳化的矿区生态治理模式, 与重人工和大投入模式的综合碳汇效应差异.在全生命周期理念下, 研究确定碳汇提升效应更加显著的模式, 进一步平衡确定矿区人工修复和自然修复的技术选择与区域划分.
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