0.   引　　言

我国煤炭产量位居全球首位，消费量占全球50%以上^[1]。煤炭开发利用在保障经济发展的同时，不可避免地造成生态环境的破坏，诱发植被损伤、景观破碎和水土流失等一系列问题^[2]。1987—2014年我国年采矿破坏土地4.88万hm²，累积损毁面积达136.51万hm^{2 [3]}。此外，考虑到煤炭开采引发的地球化学循环过程，生态扰动范围绝不仅局限于矿点，还会沿着点、线、面、网发展，造成更严重的局域性甚至全域性生态问题^[4]。因此，科学开展矿区土地复垦与生态修复迫在眉睫。

黄土高原横跨晋陕豫三省，既是我国北方天然生态屏障，也是重要的能源战略区与煤炭生产基地，承载着全国1/2的煤炭产量^[5]。在碳中和时代，如何实现“净零排放”，稳固生态系统碳汇，已成为各地区、各领域、各行业的首要任务之一，煤炭行业也不例外^[6]。黄土高原呈现土地退化风险高、水土流失严重、生态环境脆弱等特点^[7]，严峻的矿地矛盾阻碍了区域经济可持续发展，修复时效性的延迟更加深了后续生态恢复的困难性。另一方面，矿区生态恢复的目标多元性、立地条件和修复手段的异质性势必造就不同的修复效果^[8]。因此，如何衡量它们之间的协调性，最大化凸显黄土高原矿区生态修复在降碳增汇过程中的战略地位，是顺应碳中和目标、支撑区域高质量发展和能源产业生态文明建设的关键所在。

我国矿山生态修复实践已开展数十年，但受矿山数量多、法律法规不完善、条块管理诸多因素的影响，修复工作具有一定的局限性，仍存在相当可观的技术缺口^[9]。传统的矿山生态修复以地貌重塑、土壤重构、植被恢复和景观重建为主^[4]，关注点多在于生态系统功能的恢复和土地利用结构的变化，较少考虑节能、减排、增汇的目标，甚至过度人工干预措施，增加了能源消耗与碳排放，与双碳目标背道而驰^[6]。矿区生态系统是以矿区作业区为核心的人工半人工生态系统，在陆地生态系统碳素生物地球化学循环中占据重要作用^[9]。整体来看，矿区土壤作为独特的碳动态系统，强调的是碳源/汇整体的动态变化，具有明显可变性和操作性特点，因此能够通过人为干预措施提高其碳汇能力^[10]。因此，按照生态碳汇有利方向开展生态系统重建和恢复，是提高矿区复合生态系统碳汇储量的有力保障^[7]。例如，接种丛枝菌根真菌^[11]和生物炭^[12]能显著提高矿区土壤有机质的含量。张黎明等^[13]建立的矿区土地复垦碳减排效果测度模型，发现淮北矿区CO₂吸收量由复垦前的1.1×10⁸ kg提高到了2.67×10⁸ kg，增幅达142.73%。迄今为止，矿区生态修复与重建多聚焦于技术层面，忽略了对生态系统功能的关注。当前双碳目标背景下，矿山生态修复应被赋予更深层次的任务和使命。摒弃大兴绿植、大建水景的片面误导，重新定义矿山生态修复的内涵、标定修复目标和外延，优化矿山土地资源再利用，开发拓展顺应碳中和要求的关键修复技术与具体实施路径^[13]。最终，构建科学低碳化矿山生态修复体系。

综上，明晰生态碳汇功能对黄土高原矿区生态修复转型和碳中和目标具有重要意义，深入探究矿区生态碳汇的形成机制和固碳潜力，有助于充分发挥黄土高原矿区生态修复功能。为此，笔者将重点围绕黄土高原矿区生态修复碳汇形成的关键过程、适应性和恢复力以及增汇潜力等方面展开分析，挖掘矿区复垦土壤碳库的稳定性机制，并阐明黄土高原矿区生态修复固碳增汇的关键技术研发方向，为构建黄土高原矿区生态修复发展新格局提供决策参考。

1.   矿区生态修复碳汇形成关键过程

厘清矿区生态修复碳汇形成的关键过程是碳中和目标下矿区生态修复实现的科学基础。根据《联合国气候变化框架公约》（UNFCCC），“碳汇”是指从大气中清除温室气体、气溶胶与温室气体前体的过程、活动或机制^[14]。陆地生态系统的碳汇提升主要依靠自然和人为解决方案下的植被恢复^[15]。矿产资源开采造成生态环境的剧烈扰动，引起矿区生态系统碳存储能力的衰退甚至丧失。经过地貌重塑、土壤重构与植被重建等土地复垦过程，矿区生态系统逐步由“碳源”向“碳汇”转变^[16]。结合矿区土壤与植被恢复特点，黄土高原矿区生态修复碳汇关键过程主要包括（图1）。

图  1  矿区生态修复碳汇形成的关键过程

Figure  1.  Key process of carbon sink formation in ecological restoration of mining area

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1）植被光合作用与光合碳分配。复绿植被通过光合作用将大气中的CO₂吸收转化为多糖等光合产物，再通过树枝、干分配运输到植物各个组织器官^[17]。受区域生态系统的结构及其稳定性影响，黄土高原矿区生态修复方式多为人工植被复垦，人工林的“幼龄效应”使得中、高纬度新造林吸收CO₂超过天然林，这显示了矿区植被修复生态系统巨大的碳汇潜力^[18]。植物固定的光合碳主要储存于地上茎叶、地下根系以及地表凋落物，植被碳分配模式是碳固存速率的决定因素^[19]。在生态系统碳循环过程中，植物会通过调节碳在不同部位的分配来满足自身生长与繁殖的需求或应对周边环境变化^[16]。光合固定的碳向根系和土壤碳库的分配和转移，直接影响着土壤碳库的走向^[20]。受区域的自然地理、气候条件等本底生态境况的影响，矿区植被复垦模式呈现多样化。植被叶片大小、冠层高度和根际深度等性状，在土壤有机碳固存中起着重要作用，影响着植物地上、地下部分的碳输入，并决定了有机碳输入的形式、数量及存留时间^[20]。

2）土壤碳固持。环境中的动、植物残体、凋落物和根系分泌物等（主要以光合碳为主）有机物质进入土壤后，在微生物作用下通过生化反应转化为复杂、稳定的含碳大分子有机物（腐殖质）^[21]。腐殖质类物质是土壤有机碳库重要的组成部分，有机碳决定着土壤肥力的形成，并对土壤微团聚体结构的维持和巩固以及养分循环有着重要作用^[22]。土壤有机碳通过形成土壤团聚体或被包裹在团聚体内部，形成团聚体结合态有机碳，进而形成不易被分解矿化的碳形式^[21]。土壤有机碳库组分较为复杂，微生物量碳、易氧化有机碳和溶解性有机碳等不稳定组分周转较快^[5]。已有研究表明，黄土高原矿区土壤活性碳组分显著降低，退化森林向次生林演替可逐渐升高活性有机碳含量^[23]。因此，活性有机碳组分可作为早期黄土高原矿区土壤碳固持的表征属性，揭示土壤质量的变化。从温室气体排放角度来看，土壤有机碳作为活跃的化学性质，其组成及变化是矿区土壤生态修复重建过程中主要的评价指标。有研究表明，在土壤本底有机碳较为贫瘠的区域，造林则会促进土壤碳的积累，且在土壤表层最为显著^[23]，因此土壤有机碳含量本底值较低的黄土高原矿区更具有增加陆地生态系统碳汇的潜力。

3）微生物固碳。土壤微生物作为土壤与植物间的纽带，参与养分循环、凋落物分解和腐殖质形成等全部生态过程，其在碳的合成、分解、固定等过程中起着关键性驱动作用^[24]。微生物能够分泌多种酶降解动植物残体及其它有机物，如淀粉、纤维素、木质素等，微生物转化分解这些物质中储存的碳，加速碳元素的生物地化循环，同时微生物残体直接衍生为土壤有机碳^[25]。近年来，土壤有机碳的形成和持久性理论由植物残体的腐殖化转向微生物效率−基质稳定、土壤微生物碳泵等，更强调了微生物在固碳增汇中的作用^[26]。另外，土壤中自养微生物也可直接同化空气中的CO₂来固碳，已知的微生物固碳主要有卡尔文循环、还原三羧酸循环、3-羟基丙酸双循环等6个天然途径^[17]。因此，土壤微生物固碳是矿区植被重建过程中的重要一环，对黄土高原矿区生态修复碳汇形成至关重要。

4）土壤呼吸作用。土壤呼吸作用是土壤有机质矿化分解释放CO₂的最主要途径，根系呼吸和土壤微生物呼吸是土壤呼吸的两个主要部分，土壤呼吸作用不仅是陆地生态系统碳收支中最大的通量，也是复垦生态系统碳排放的重要来源^[27]。国内外研究表明，在矿区修复后，土壤呼吸速率与复垦年限呈正相关^[24,27]。SHARMA等^[28]研究表明，矿区复垦土壤呼吸速率的增加主要受有机碳底物含量和植物根系的影响。而LUDěK等^[29]研究发现矿区废弃地土壤呼吸受土壤碳含量限制，当土壤碳含量小于9%时，土壤呼吸与温度并不相关，推测可能是土壤碳含量较低时，呼吸所需底物会取代温度，成为影响土壤呼吸的限制性因子。综上，矿区植被修复显著增加了土壤的呼吸作用。一方面，土壤有机碳是土壤呼吸的底物，由植被修复提升的土壤有机碳直接被微生物利用；另一方面，植被修复改善土壤微生物群落的组成和结构、增强微生物活性来促进土壤呼吸作用。因此，如何调节矿区生态修复，促使土壤的生物残体输入碳量大于呼吸作用的输出碳，进而实现碳积累，是研究矿区土壤呼吸碳汇贡献的又一难点。

2.   黄土高原矿区生态修复适应性、恢复力及增汇潜力

2.1   黄土高原矿区生态修复适应性评价

基于《土地复垦质量控制标准》以及黄土高原本底生态特征，从土壤、地质、气候、植被属性中选取了5个影响区域自然条件水平的因子，包括土壤上层有机碳含量、土壤容重、地形坡度、年均降水及植被覆盖指数。以专家打分法与AHP层次分析法判定指标权重，数据来源及权重见表1。将生态修复适宜性分析结果划分为5个等级。赋值如下：1~5分别代表不适宜、适宜性差、基本适宜、适宜、十分适宜。通过赋值加权统计分析，采用自然断点法获得分级如下：第一级，1.54~2.6；第二级，2.6~3.0；第三级，3.0~3.3；第四级，3.3~3.7；第五级，3.7~4.7。

表  1  评价因子相关信息

Table  1.  Evaluation factor related information

数据	权重	来源
土壤有机碳含量	0.2967	联合国粮农组织 HWSD项目数据
土壤容重	0.1379	联合国粮农组织 HWSD项目数据
坡度（SRTMDEM 250M分辨率原始高程）	0.1806	地理空间数据云
中国年降水量空间插值数据（2010年）	0.2043	资源环境科学与 数据中心
中国年度植被指数（NDVI）（2015年）	0.1805	资源环境科学与 数据中心

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黄土高原矿区生态修复适应性呈明显的区域性分布，并与直观的自然地理及气候条件的空间分布特征高度相关（图2）。从总体趋势来看，生态修复适宜性从东南向西北递减，这可能与区域年降雨量相关。分布在生态适宜性较差区域的矿区位于陕西最北部与内蒙古交界处、宁夏中部及北部与内蒙古交界处，是优先考虑生态修复的区域；生态修复适宜性较低的地区主要集中在黄土高原西北部地区，包括内蒙古南部毛乌素沙地区域、陕西北部、宁夏北部以及甘肃中部，是考虑次要修复的区域。生态修复适宜的区域主要分布在黄土高原的西部青海地区、东部及南部的山西和陕西地区，可酌情考虑修复力度。

图  2  黄土高原矿区生态修复适应性

Figure  2.  Adaptability of ecological restoration in mining areas of the Loess Plateau

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受水热条件限制，乔木、灌木、草地等不同植被生理差异性显著，固碳效应也不尽相同，相应植被配置模式也需因地适宜。例如，中国东部黄土高原区平朔露天煤矿排土场复垦22 a后，油松和刺槐混交林0~20 cm土层有机碳储量达63780 kg/hm²，远高于相同复垦年限其他植被复垦模式^[30]。王同智等^[31]研究表明黑岱沟排土场复垦14 a后，油松与冰草组合的乔草复垦模式土壤有机碳储量高于复垦7 a同种植被组合模式。对降水条件好的矿区，复垦初期林地土壤碳固存优于草地；对干旱矿区，复垦初期草地土壤碳累积优于林地。综上，植被配置的适宜性方案可归纳如下：对于综合条件较优越的修复“十分适宜”区，优先采取高碳汇乔木树种，以林地恢复为主；“适宜”与“基本适宜”地区可前期配置草地及灌木，后期逐渐向灌木及乔木林演替；而对于“适宜性差”及“不适宜”矿区则多配置草地。

2.2   黄土高原典例矿区生态修复的恢复力及水平

黄土高原矿区大规模开挖和排土进一步加剧了原生态系统碳汇功能的退化和功能丧失。合理的生态修复和重建是促进土壤固碳、恢复生态系统碳汇功能，实现区域碳源向碳汇转变的有效途径之一^[7]。修复工程完成后，矿区由极度退化生态系统演化为重建雏形生态系统，随时间推移为相对稳定性生态系统^[4,17]。初期人工重建的矿区土壤-植被系统较为脆弱，但随时间推移系统通过获取物质和能量增强内部关联性、应对外部扰动能力逐步增加，矿区生态系统逐渐过渡到相对稳定的水平（图3a，图3b）。量化与分析矿区生态系统恢复力，有助于评估矿区生态系统恢复程度和可调节能力，为测算矿区生态系统增汇潜力提供数据支撑。

图  3  黄土高原典例矿区土壤-植物系统的恢复力

Figure  3.  Recoverability of ecological restoration in typical mining areas of the Loess Plateau

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以黑岱沟露天矿区为例，选取复垦8、15 、25、30 a为时间节点（分别记为R8、R15、R25、R30），在每个节点选取5种植被类型（草地、灌木、针叶林、阔叶林、混交林）的复垦样地为研究对象，以1组天然林和1组未复垦样地为对照，分别评价了矿区土壤恢复力、土壤健康和土壤脆弱性^[32-33]。同时，利用植被与土壤的物理、化学和生物学性质18个指标，通过综合指标法与熵权法评估了黑岱沟矿区排土场生态恢复弹性力。通过计算得到了4个复垦时长和5种植被类型的生态系统恢复力指数和恢复速率。由图3c可知，在复垦初期（R8），5种植被类型的生态系统恢复力指数差异较小；随复垦年限延长，差异逐渐增大。5种植被类型的恢复力指数与复垦年限呈正相关。由R8到R30恢复力指数范围分别为：草地39.1%~70.4%、灌木43.1%~69.1%、针叶林47.9%~76.52%、阔叶林49.18%~83.8%、混交林43.2%~100.0%，生态系统恢复力指数表现为混交林>阔叶林>针叶林>草地>灌木。由图3d可知，近30年草地和针叶林的土壤系统整体恢复程度呈速率减缓的趋势而增加，其恢复速率在R15时期最大，分别为25.5%、15.9%。灌木和阔叶林土壤系统整体恢复程度分别在R25（20.4%）和R15（34.2%）时期达到最高，二者恢复程度呈上下波动式增加。

在5种植被类型中，林地恢复效果优于草地和灌木，混交林在各个时期恢复力指数最高。在R30仅有混交林的生态系统整体恢复程度达到天然林水平，其余植被类型生态系统恢复状况均与天然林状态不匹配。因此，在未来矿山植被恢复经营管理中，应关注不同植被类型在各时序下的合理配置。即前期以草地恢复为主，随着恢复年限增加逐步添加灌木和乔木配置，采用草、灌、乔分步结合的复合层系绿化方式，制定合理的生态恢复重建方案，从而缩短重建生态重建的时间，并有利于稳定生态系统的形成，加速植被生长和和土壤碳固持进程。

2.3   不同恢复年限下黄土高原矿区复垦增汇潜力估算

矿产资源开发形成的碳源/汇与区域生态系统碳循环机制交织耦合^[34]，厘清其增汇潜力对改善陆地生态系统碳固持能力至关重要。对近30 a黄土高原矿区修复文献展开统计，并将恢复类型细化为草地、灌木、农田、针叶林、阔叶林和混交林，估算不同恢复年限土壤表层增汇潜力（图4）。整体看，随复垦年限的增加，土壤有机碳含量逐渐增加，表明土壤碳汇和修复年限呈一定的正相关关系。另外，复垦最初10 a土壤有机碳提升速率陡增，其中草地和阔叶林土壤尤为突出，可作为修复初期的优势植被恢复模式。在10~15 a间有机碳含量趋于稳定，侧面印证了各植被恢复模式稳定碳汇时间相似。混交林模式下，土壤有机碳呈交错上升趋势，并在30 a后仍呈上升趋势，这说明混交林的生态碳汇能力最高，稳定碳汇的时间也最长。总体来说，矿区复垦土壤固碳能力混交林>灌木>针叶林>农田>草地≈阔叶林。可以看出，科学实施矿山复垦工程后，矿区固碳能力有可能优于原始地貌。此外，由于未涉及垂直分层土壤碳库的对比，但不同植被对垂直土层碳库的累积影响是不同的。因此，未来要进一步考虑基于垂直土壤剖面分析不同的优势植被恢复类型和土壤有机碳库的稳定性年限。

图  4  黄土高原矿区不同恢复年限下表层土壤有机碳含量

Figure  4.  Soil surface organic carbon content in the restoration times of mining areas in the Loess Plateau

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矿山植被恢复不仅是恢复矿山生态系统的重要手段，也是增强矿区生态系统碳汇能力的有效措施。值得关注的是，数据源于不同矿点，结果显示其碳增汇潜力存在明显的空间异质性，这可能与气候条件、水资源、地表基质等差异有关。因此，矿区生态碳汇应通过分层和分类开展碳汇功能提升关键技术研发，尽量规避和解决环境影响因子对碳汇的影响，采用高效和科学的技术方法充分挖掘矿区的生态碳汇潜能，及早构建科学和完善的矿区特色的生态碳汇体系，有效提升土壤和植被碳汇储量的稳定性。

3.   黄土高原矿区土壤碳库及其稳定性机制

黄土高原矿区生态恢复的关键在于植被恢复与重建，而植被恢复的本质在于植物与土壤相互影响和作用，因此不同覆被类型下土壤碳库容量存在较大的异质性。以黑岱沟矿区为例，1 m土层草地的碳储量为20.49 t/hm²，林地为26.94 t/hm²。草地固碳速率为0.79 t/(hm²·a)，林地为0.36 t/(hm²·a)^[35]。土壤有机碳库的稳定性决定了土壤固定和储存有机碳的能力，对调节矿区复垦土壤健康及碳氮循环功能起着关键作用。矿区土壤有机碳的稳定性主要受植物凋落物分解速率、黏土矿物交互作用、团聚体物理保护与微生物调控的影响（图5）。

图  5  黄土高原矿区土壤碳库稳定性机制

Figure  5.  Mechanism of soil carbon pool stability in mining area of Loess Plateau

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1）凋落物分解速率。植物地上与根部凋落物的差异是主导其分解速率的根本原因，同时受到微生物特性、环境条件和酶活性的协同影响。相较于草本，阔叶和针叶类凋落物更难被降解，草地土壤微生物含量的变化幅度高于林地和农田^[22]。凋落物和微生物坏死团是通过矿物土壤基质的聚集和化学结合形成稳定有机碳^[36]。与林地相比，死根在草地深层土壤中形成有机碳的效率高，这可能归因于树根的年龄和硬度；林地的土壤碳库更稳固，但它们主要存在于土壤的顶层，更容易分解，草根则在较深的土壤中形成由细根组成的密集网络，减缓了有机碳的分解^[22]。此外，禾草的细根通过微生物产物与根际矿物表面的反应，在较长时间内增加有机碳的稳定，而树根形成的有机碳稳定相比较短，这种效应随修复年限的推移弱化，并最终演化为相反的趋势。

2）黏土矿物交互作用。有机碳通常可分为颗粒有机碳和矿物相关有机碳，前者更容易被微生物分解，而后者易受到矿物组合的保护而表现出更高的持久性^[37]。与活性二价铁氧化物相关的有机碳是保护有机碳免受降解的重要机制，并且控制着土壤系统中有机碳的长期保存。另外，活性二价铁氧化物可以吸附到有机碳上或与有机碳共沉淀，并产生铁相关的有机碳配合物，在土壤系统中构成15%~38%的有机碳^[38]。因此，不难理解矿物含量通常与土壤有机碳含量表现出正相关关系。TORIYAMA等^[39]的研究表明，有机碳池大小的变化可能完全由矿物因子解释，而与凋落物质量和降水模式的变化无关。矿物因子与碳含量呈正相关，说明黏土矿物表面积是影响有机碳存储量的主导因素。采矿活动产生大量的废石和尾矿往往极不稳定，造成了矿区土壤大量的矿质金属元素沉积。由黏土矿物交互作用主导的有机碳稳定性作用于土壤碳库的机制不容忽视。

3）团聚体物理保护。大团聚体的形成有助于土壤中的碳保留。团聚体形成后内部孔隙降低，有机碳与矿物颗粒的接触更紧密^[40]。一般认为，有机碳被团聚体包裹后以颗粒形式存在于孔隙中，或直接与组成微团聚体的矿物颗粒密切联系。较大的团聚体（>250 mm）中有机碳的分解需要足够的空气和水，孔隙度的减少直接阻碍分解进程；而微团聚体内（ 20~250 mm）的孔隙小于细菌所能通过的限度时，有机碳的降解只能依靠胞外酶向基质扩散，对生物来说这是极大的耗能过程，有机碳的分解因而降低；在黏砂粒或微团聚体级别，有机碳与金属氧化物和黏土矿物的相互作用将占主导^[41]。研究表明，不同级别团聚体不同位置上的有机碳受到物理保护程度的顺序是：黏砂粒结合的微团聚体内>大团聚体内而微团聚体外>团聚体外游离的有机碳^[42]。

4）微生物调控。土壤碳库储量和稳定性与微生物活性显著相关，且不同类群的微生物对有机质分解的贡献存在差异^[24]。与植物细胞组分多样性相比，微生物细胞组分多样性较低。从理论上讲，在凋落物分解过程中，不同化学成分的初始输入有机物被同化合成为微生物生物量，导致土壤中有机碳组成的相似化。经过微生物持续的“体内周转”，不同化学成分和复杂性的外源有机碳输入将趋于相同；而经过微生物“体外修饰”的植物源碳组分则趋于不同，造成了外源有机碳输入的差异^[26]。因此，有机碳的化学结构和复杂性取决于微生物“体内周转”和“体外修饰”两种途径的相对贡献。因此，即使输入的凋落物相同，微生物处理后土壤有机碳的化学组成也可能存在差异。如果微生物的“体外修饰”占主导地位，有机碳化学组成的复杂性将会增加。

4.   黄土高原矿区生态修复固碳增汇的关键技术

黄土高原地处干旱半干旱区，区域性水资源短缺，而煤炭开采带来的土壤营养结构不良，养分贫瘠，团聚体破坏，有毒元素富集等问题叠加，激化了黄土高原生态修复的难度。在当前碳中和的大背景下，如何实现固碳增汇将成为黄土高原矿区生态修复中不可或缺的环节。

地貌重塑是高质量复垦的关键步骤，是后续全复垦生命周期的基础。李如剑等^[43]利用降雨模拟证明了5°坡面较15°和25°坡面分别少损失56.1%~336.4%和74.9%~972.7%的有机碳。另一项研究也表明矿区原地貌的土壤剖面有机碳密度和储量大于边坡治理区域^[35]。因此，考虑到矿山复垦地形的早期发展，以及后续生态恢复的轨迹，适宜的地貌修复应被充分重视。例如将边坡修整为平地，增加地形的起伏和丘陵，减缓土壤碳的流失。另外，研究表明矿区复垦重构土壤剖面土层排列凌乱，土层间存在模糊不规则的过渡特征^[44]。利用“分层剥离，交错回填”的土壤重构技术，“分层”满足“土层生态位”构造要求，“交错”实现土壤重构的连续。诚然，矿区土壤重建的主要目标是恢复土壤质量，因此土壤重建的技术要求应侧重于通过限制压实、酸化等因素来增加土壤生产力，减少土壤碳损失带来的负面影响。

植被恢复的重要性已在矿山生态修复实践中得到验证。完整的植物群落将是地形发展、水文恢复和景观设计的终点。植物生产力的恢复伴随复垦土壤能力的提升也有助于提供更广泛的生态系统服务。尽管植被的建立过程很慢，但它可以通过土壤和植物互作显著改善了地表条件。研究表明，中华山蓼对矿区土壤中镉、铅、锌重金属表现出极高的耐受性，黑麦草的抗干旱效应强，紫花苜蓿根系发达成活率高^[5,45]。另外，沙棘，油松，小叶杨等优势树种在矿区修复中展现出明显的优势，尤其是油松，固碳能力显著^[22]。复垦地的土壤条件差异变化大，混合种植模式往往可以耦合不同植被间的优势，以适应极端退化的生境。在矿区修复实践中，应结合破坏程度，在修复初期大量引入草本植物，依靠草根可深入性，在土壤表层和深层建立稳固的草根网络，防止有机碳的流失和分解。在发育阶段通过乔灌木混合模式建立稳定的土壤碳库，形成多层级植被固碳体系，使发育中的林草建立对病虫害和其他胁迫源的抵抗力，增强植被复垦的恢复力。

植物通过光合作用固定碳，并转移至根和土壤中的相关微生物。根际土壤中的真菌和细菌丰度分别比非根际土壤高10~20倍和2~20倍^[46]。根际微生物具有独特的代谢功能，如假单胞菌、芽孢杆菌、植物根外生菌根和丛枝菌根真菌参与碳、氮、磷、硫和一些重元素的循环^[47]。异养型固碳微生物主要利用自身的固碳酶来固定CO₂，具有生长速度快、易放大和遗传背景清晰等优点。例如，戊糖丙酸杆菌中存在固碳途径大肠杆菌、酿酒酵母和谷氨酸棒状杆菌等都具有一定的固碳能力^[48]。然而，天然异养微生物存在固碳效率低、能量供应不足等缺点，难以大规模应用。

在受干扰的矿山环境中，适应的植物种类和特征微生物群之间似乎存在一定的相似性。研究发现，在重金属污染的土壤种，芒草和苇状羊茅高度依赖于土壤微生物活性才能存活^[39]。因此，引进植物特殊微生物联盟用于同步植物修复，将是未来可持续发展矿山生态修复的关键措施。通过宏基因组学和元转录组学等方法筛选适合矿区生长的耐酸、耐重金菌株，并通过合成生物学的技术手段改造，提升其固碳能力。最终将选定的微生物人工接种到植物根际，强化植物修复，提高微生物在矿山修复中的固碳增汇作用。

另外，水分的有效性是干旱矿区生态修复的另一个限制因素。在地貌重塑和景观重配的同时，充分协调水分的运移并保持水文平衡，例如松散放置垫土材料，实现水的渗透、储存、排水和地下水补给^[49]。此外，将生物炭及其衍生物、活性碳等新型环境友好材料引入到矿山修复中，添加外源碳组分的同时，增加矿山复垦土壤的储水和保水能力^[50]。综合以上技术，形成地貌重构-先锋植物/微生物-外源材料相耦合修复体系（图6）。

图  6  黄土高原矿区生态修复固碳增汇关键技术

Figure  6.  Key technologies for carbon sequestration and sink enhancement in ecological restoration of mining areas on the Loess Plateau

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5.   结论与建议

黄土高原矿区生态修复不仅是恢复生态系统的重要手段，更是增强矿区生态碳汇的有效措施。本研究系统描述了黄土高原矿区生态修复碳汇形成的关键过程，明确了植被光合碳分配、土壤碳固持、微生物固碳和土壤呼吸过程对矿区土壤碳汇的影响。适应性分析结果显示，黄土高原矿区生态修复适宜性呈东南高、西北低，适应性较差区域主要分布在陕西北部与内蒙、宁夏中部与内蒙交界处，应优先纳入生态修复。典型矿区的生态恢复力表现为混交林>阔叶林>针叶林>草地>灌木。随着修复时间的增加，土壤碳汇先呈增加后稳定，在修复的最初10 a逐年上升，10~15 a间达峰；混交林生态修复耗时最长，固碳潜力最大。黄土高原矿区土壤碳库稳定性机制主要包括凋落物分解、黏土矿物交互作用、团聚体物理保护和微生物调控。基于恢复时段，因子调控和层次协调的地貌重构-土壤重建-先锋植物/微生物-外源材料相耦合的修复技术可能更适合黄土高原矿区生态碳汇的提升和长期稳定。生态修复可大大改善黄土高原矿区退化的环境，为碳中和愿景目标提供生态碳汇支撑。当前，黄土高原矿山生态修复从分区调控、分层治理、分时推进和技术耦合4个层面入手，构建适应碳中和愿景目标下矿山生态修复的新路径。

1）分区调控。黄土高原地处干旱半干旱区，受水资源和气候条件影响的矿区土地损毁状况不一，因此其生态修复的可逆性存在较大差异。以《土地复垦质量控制标准》和黄土高原本底生态特征划分的5个修复适应等级为基础，明确限制区域适应修复性的主控条件，采用相应措施优先修复适应性差和不适应区域，以较少经济支出修复适应性好的区域。

2）分层治理。在分区调控基础上，进一步考虑土壤垂直分层格局和植被恢复层级之间的协调关系。将土壤分为表层、深层和根际，植被恢复层级分为草地、灌木和乔木。采取自然修复为主体，人工引导修复为辅的逐层土壤碳储量提升模式，从空间上提高并逐步恢复黄土高原矿区复垦土壤碳汇功能。

3）分时推进。摒弃“一刀切”和“一法通”的矿区修复观念，依据修复全生命周期，在源头防控的基础上，分时段开展黄土高原矿区生态修复。基于历史不同修复年限各植被恢复类型固碳潜力的实际效果，在修复初期，引入固碳速率快的植被类型，在较短时间内先稳固住土壤有机碳；根据固碳潜力时间节点，在前植被提碳峰值时，引入固碳量大的树种，稳定土壤碳库的同时继续提升碳库容量。

4）技术耦合。深度把握黄土高原矿区土壤碳库稳定性机制，明确在生态恢复阶段限制生态碳汇提高的因素，根据实际情况合理配置生态修复的技术手段。例如，塌陷严重的地区，应首先采用地貌重塑和土壤重建恢复；重金属污染严重地区，施配土壤稳定剂和种植抗重金属胁迫高的植被；极度干旱地区，利用保水剂和蒸发量相对较小的油松来增加土壤水分的有效性。形成以地貌重构-土壤重建-先锋植物/微生物-外源材料相耦合的修复技术，科学提升黄土高原矿区生态修复土壤碳汇。