冻土区土壤甲烷排放的研究进展及发展趋势

Advances and trends on soil methane emission in permafrost region

摘要

作为全球碳循环系统及陆地生态系统的重要组成部分,冻土区土壤甲烷排放在土壤碳库与气候变化之间的反馈联动机制中扮演着关键性角色,并因此成为全球气候变化研究中的前沿热点问题。冻土区土壤甲烷排放的气源主要为微生物产甲烷活动和冻土层、天然气水合物中的气体释放作用,其中,微生物气源的研究较为成熟,而冻土层和天然气水合物气源甲烷的排放研究目前尚停留在定性分析阶段。在影响因子方面,文献计量学统计结果中出现频次最多的关键词依次为土壤温度、湿度和水位条件、有机质含量、地表植被条件等,这些要素可以对甲烷产生、传输和氧化吸收等多个环节产生影响。模型计算法是当前冻土区土壤甲烷排放评估预测的主要方法,包括早期的统计计算模型和近年来出现的基于土壤甲烷排放成因机理的过程模型,相关计算结果有效地支撑了全球气候变化评估研究。通过对冻土区土壤甲烷排放研究成果的梳理和总结,发现当前对冻土区土壤甲烷排放的气源和单因子影响作用认识较为明确,不同尺度的监测和评估方法也较为成熟。但是,对多气源作用下的冻土区土壤甲烷复合排放研究仍然较为薄弱,尤其是在冻土层和天然气水合物的甲烷释放方面,还缺少相关的定量计算研究。与此同时,在影响因子研究方面,也缺少多因素作用下的成因机理和驱动机制分析。因此,可以通过多方法、多因素综合监测研究,利用产甲烷微生物的元基因组分析、多气源土壤甲烷排放的同位素示踪等新技术和新方法,结合卫星遥感等大尺度观测结果,完善冻土区土壤甲烷排放的过程模型。此外,作为全球的“第三极”,青藏高原区域碳循环系统的变化将对亚洲,乃至全球气候变化产生重大影响。因此,还应进一步加强对青藏高原中纬度高原冻土区土壤甲烷排放的相关研究,为区域碳排放的定量评估和全球气候变化的研究提供理论支撑。

关键词

冻土区 / 土壤甲烷排放 / 气源 / 影响因子 / 监测方法 / 发展趋势

Key words

permafrost region / soil methane emission / methane source / influence factor / monitoring method / development trend

0 引言

气候变化是当今人类社会发展面临的重大问题之一。世界气象组织发布的数据显示,2020年全球平均温度较工业化前基准值上升了1.2 ℃^[1],并且这种气温上升趋势还在持续,因此,全球变暖将成为未来人类生存的最大威胁^[2-3]。我国政府也在2021年部署了以“碳达峰”“碳中和”为首要目标的国家级发展战略,积极应对气候变化对人类命运共同体的挑战。

气候变暖主要是由全球碳排放增加,引起温室效应增强造成的,并且这种温度升高还会对土壤碳库产生影响^[4]。尤其是在冻土区,作为陆地生态系统中最大的碳库,冻土区土壤中的碳储量高达1 672 Pg(1 Pg=10¹⁵ g)^[5],已有研究显示,全球温度每增加1 ℃,会导致冻土区土壤释放出约300亿t (30 Pg)的碳^[6],通过微生物作用等方式,最终以甲烷和二氧化碳的形式排放到大气中^[7],导致温室效应和气候变暖的进一步加剧,形成碳-气候反馈联动效应,对全球碳循环系统和生态平衡造成严重威胁。因此,冻土区土壤碳排放也成为全球气候变化研究的重要内容。

冻土区土壤碳库对气候变化的反馈主要是通过甲烷的排放进行的^[8],即温度升高引起冻土区土壤碳排放增加,并且在冻土融化的过程中形成泥炭湿地,导致甲烷排放进一步增加^[9-10];同时,随着多年冻土融化的加剧,冻土层下部潜在的天然气水合物还会发生分解,释放出大量的甲烷,进而推动气温上升,引起更多永久冻土层融化,形成恶性循环,这也是地史时期几次著名的气候灾害的重要诱因^[11-12]。因此,在全球温室效应不断增强和多年冻土持续融化的背景下^[13],冻土区土壤甲烷排放成为气候变化研究中的前沿热点问题。

全球冻土区主要分布在泛极地地区和素有世界“第三极”之称的青藏高原地区(图1)。目前,关于南极地区的研究较少,冻土区土壤甲烷排放的研究主要集中在北半球泛极地地区的高纬度冻土区(面积约12.6×10⁶ km²)和青藏高原中纬度高原型冻土区(面积约1.3×10⁶ km²)。这些研究最早可以追溯到1971年Clymo^[14]对英国摩尔屋地区的碳预算研究。20世纪末以来,随着IPCC等组织对全球气候变暖证据的一系列报道,冻土区土壤甲烷排放开始引起学术界的广泛关注,相关研究工作也开始逐年增加。从Web of Science核心数据库的文献收录情况来看,自1994年《联合国气候变化框架公约》生效以来,Web of Science核心数据库中收录冻土区土壤甲烷排放的相关科研论文数量开始逐年增加,并且在2005年《京都议定书》正式生效后呈现出指数增长趋势(图2),1995—2023年收录的文献总数达到795篇,其中美国科学家发表的文献数量最多,为308篇;中国科学家发表的文献数量次之,为164篇;其他国家为323篇。在这些科研工作的支撑下,学术界对冻土区土壤甲烷排放机制的认识也逐渐加深,在甲烷排放的气源、影响因子和监测、评估方法的研究上取得了长足进步。

然而,全球冻土区分布广泛,冻土类型复杂,导致土壤甲烷排放主导气源和主控因素存在显著差异,在大尺度评估中具有较高的不确定度^[15];与此同时,随着全球变暖的加剧和多年冻土层的持续融化,冻土区土壤甲烷的排放也将随之改变,由此带来的深远影响和甲烷排放量的增加是难以估量的^[7]。这些问题都给冻土区土壤甲烷排放和全球气候变化研究工作的开展带来了巨大的挑战。因此,本文从排放过程角度出发,通过综述冻土区土壤甲烷排放的气源、影响因子和监测、评估方法3方面研究中取得的重要成果和主要进展,以期深入理解和认识冻土区土壤甲烷的排放过程及其与气候变化之间的相互关系,为冻土区碳循环系统研究和全球气候变化评估提供参考依据。

1 冻土区土壤甲烷排放的气源

冻土区土壤甲烷排放是甲烷产生、传输和氧化等一系列作用的综合结果(图3^[16]),具体来说,土壤中的甲烷气源产生或释放出甲烷,并通过土壤孔隙和植物根系等通道向地表传输,在经历了土壤中的嗜甲烷微生物的氧化吸收后,剩余部分最终排放到大气中^[17]。在这一过程中,气源的甲烷产生或释放量往往决定了土壤甲烷的最终排放量^[18],因此也成为冻土区土壤甲烷排放研究的基础。

冻土区土壤中广泛存在的产甲烷微生物一直被认为是冻土区土壤甲烷排放的主要气源^[19]。随着近年来对冻土区碳循环系统研究的深入,开始有研究涉及对冻土层及土壤深部潜在的天然气水合物气源的探讨。虽然冻土层及天然气水合物并不能直接产生甲烷,但是这两者排放的甲烷均为土壤非原位成因,与土壤产甲烷微生物排放的甲烷具有同位素等地球化学特征差异。因此,近年来部分学者开始将其视为冻土区土壤甲烷排放的新气源^[20⇓-22]。

1.1 微生物气源

冻土区土壤甲烷排放的微生物气源是一种广泛分布于厌氧环境中的古菌,目前已知的产甲烷古菌隶属于广古菌门(Euryarcheaota)等30余个菌属^[23]。一般情况下,土壤中通常具有来自生物残留的有机质,这些有机质首先在纤维分解菌和果胶分解菌等异养微生物的作用下分解形成形态相对简单的糖类和有机酸等,然后再进一步转化为乙酸(CH₃COOH)、氢气(H₂)、二氧化碳(CO₂)和甲酸(HCOOH)等产甲烷前体^[24],最后通过产甲烷微生物能量代谢活动形成甲烷。早期的研究认为,产甲烷微生物主要分布于有机质含量较高的湿地生态系统中,其中也包括广泛分布于极地等冻土区的北方寒冷湿地^{[25⇓⇓-28]}。随着20世纪以来冻土区土壤甲烷排放研究工作的深入开展,大量研究发现,在相对干旱的冻原土壤中,甲烷产生菌同样可以通过一系列生物地球化学活动产生甲烷^[29],并且成为冻土区土壤甲烷排放的主要气源^[30⇓-32]。

土壤中的产甲烷微生物可以根据代谢所利用的底物分为3种类型^[33]:(1)氢营养型(Hydrogenotrophic methanogenesis),以氢气和二氧化碳为基质,生成甲烷(CO₂+4H₂→CH₄+2H₂O);(2)醋酸营养型(Acetoclastic methanogenesis),以醋酸为基质,生成甲烷(CH₃COOH→CH₄+CO₂);(3)甲基营养型(Methylotrophic methanogenesis),以甲基为基质,生成甲烷(4CH₃OH→3CH₄+CO₂+2H₂O)。其中氢营养型和醋酸营养型甲烷产生菌广泛存在于冻土区和寒冷湿地土壤等生态系统中,而甲基营养型一般较少^[34]。例如Woodcroft等^[35]在瑞典北部冻土区利用宏基因组测序技术进行甲烷产生菌识别,发现氢营养型、醋酸营养型和甲基营养型甲烷产生菌分别占总量的90.5%、7.1%和2.4%。

1.2 冻土层气源

虽然土壤冻土层并不能直接产生甲烷,但是,甲烷能以气体的形式存在于土壤冻土层中,并随冻融作用释放,成为冻土区土壤甲烷排放的气源之一。近年来的研究显示,在全球多个冻土区都存在随冻土冻融作用发生变化的甲烷排放现象,土壤冻土层扮演着甲烷排放/吸收“节拍器”的角色。例如Mastepanov等^[36]在格陵兰冻土区的研究发现,在秋季土壤冻结时期,土壤甲烷呈现出一种爆发性排放特征,排放量相当于夏季甲烷排放总量,常规的微生物气源甲烷季节性排放模式很难解释这一现象,他们认为这种甲烷的爆发性排放是由于上冻过程中,季节性冻土层中储存的甲烷发生了物理性释放^[37]。而在冻融现象频繁的非连续性冻土区,这种随季节性冻土融化产生的甲烷排放增加现象也被大量观测到^[38-39]。

美国环保署发布的报告中认为,由冻融活动导致的冻土层土壤甲烷直接排放量可能小于1 Tg/a(1 Tg=10¹² g),但是,这种冻土融化现象可能会间接导致土壤甲烷排放量增加,存在较大的生态风险^[7]。这是由于:一方面冻土融化会导致地表水文条件发生变化^[40],例如热喀斯特地貌相关水体的形成^[41],为产甲烷微生物活动提供了有利条件^[42];另一方面,冻土融化还会释放出土壤深层储存的老碳^[43],为产甲烷微生物活动提供底物^[44-45],形成冻土区土壤甲烷排放对气候变化的反馈^[4]。

1.3 天然气水合物气源

学术界很早就意识到天然气水合物的分解可能会对全球碳循环系统造成影响^[46]。已有研究表明,陆域冻土区天然气水合物中储存了约2.7×10⁴ Tg甲烷^[47]。种种迹象表明,随着全球变暖引起的冻土持续性退化,这些甲烷可能会通过水体^[20]、土壤微渗漏^[48]等通道向地表释放,参与到土壤表层碳循环系统中,成为冻土区土壤甲烷排放的重要气源^[21-22]。例如Zhang等^[49]发现,在青藏高原冻土区,近地表土壤中甲烷的碳同位素值和烃类气体组分与地下天然气水合物岩心样品中的烃类气体具有明显的同源特征,天然气水合物是这些甲烷排放的主要气源。值得注意的是,和土壤冻土层类似,天然气水合物同样在碳循环系统中扮演着甲烷排放/吸收“节拍器”的角色,水合物中的甲烷可能有微生物活动、地下油气藏等多种来源^[50]。IPCC统计的结果显示,全球范围内由天然气水合物裂解释放出的甲烷量可能高达5 Tg/a^[51]。

2 冻土区土壤甲烷排放的影响因子

冻土区土壤甲烷排放受多种环境因子影响,通过对Web of Science核心数据库中795篇相关文献的题目、摘要和关键词统计发现,这些环境因子相关词汇的出现频率如表1所示。其中土壤温度、湿度和水位条件、地表植物最早出现,有机质含量则在近年来出现频次较高,其他高频关键词还包括冻土融化、氮输入和地表景观等。

2.1 土壤温度

土壤温度的变化能够对冻土区土壤甲烷排放产生显著影响,并且这种影响作用同时存在于甲烷产生和吸收等多个环节。土壤温度的变化能够影响微生物气源甲烷的排放^[16],例如在产甲烷微生物原位培养试验中发现,当培养温度从4 ℃增加到9 ℃时,在16天的观察中,冻土区土壤中的微生物甲烷生成速率增加了19%~43%^[52]。这种变化是由于土壤温度升高会引起包括有机质降解微生物在内的一系列微生物活性增强^[53],同时还会导致产甲烷微生物群落结构发生变化^[54]。例如温度升高会增加泥炭湿地乙酸营养型甲烷产生菌的规模^[55-56],进而驱动微生物气源土壤甲烷的排放。

温度的变化还会影响土壤中嗜甲烷微生物对甲烷的氧化吸收作用,但是,相对于产甲烷微生物,嗜甲烷微生物对土壤温度变化的敏感性较差^[57],这是由于嗜甲烷微生物的种类和群落结构更为复杂,因此具有更强的温度耐受性^[58],例如Castro等^[59]在北美高寒森林冻土区的监测实验中发现,当土壤温度在-5 ℃到20 ℃之间变化时,土壤对甲烷的吸收速率仅在-5~5 ℃与土壤温度之间的相关性较好,而当温度进一步升高后,土壤甲烷排放量并未发生显著变化。吴祥文^[60]对大兴安岭冻土区土壤微生物的培养实验也发现,在培养温度由-10 ℃升高到15 ℃的过程中,土壤表现为先排放甲烷,随后吸收甲烷,最后再次排放甲烷,这是由于土壤温度变化能够同时影响产甲烷和嗜甲烷两种微生物活动,而两者对温度变化的响应存在差异。由此可见,土壤温度对冻土区土壤甲烷排放的影响具有多重和分异的特征,其成因机理有待进一步探究。

土壤温度的变化还会通过冻土冻融作用,进一步影响非生物气源甲烷的排放。例如在冻结过程中,土壤中的吸附甲烷存在随冻结作用大量释放的现象^[36]。同时,温度的变化还可能引起冻土区天然气水合物稳定条件发生改变,导致天然气水合物分解释放甲烷,有研究表明,这种永冻区天然气水合物分解释放甲烷的过程可能是地史时期几次极热事件的重要成因^[61-62]。

2.2 湿度和水位条件

湿度和水位条件的变化能够影响微生物气源甲烷的产生和传输,进而成为冻土区土壤甲烷排放的重要影响因子。由于微生物产甲烷的过程是在厌氧环境下进行的,因此,厌氧的土壤水文环境是甲烷排放的必要条件,例如在寒冷湿地环境中,季节性水位变化是湿地土壤甲烷排放变化的主要驱动因素^[63-64]。而在季节性冻原地区,土壤甲烷排放通常在夏季暴雨和春季大量积雪融化时显著增加^[65],这是由于淹水条件下的还原环境更有利于微生物产甲烷活动。已有研究表明,水体中氧化还原电位的降低会导致微生物甲烷的排放量显著增加^[66-67]。

湿度和水位条件还会影响土壤中甲烷的传输过程。例如在高水文寒冷湿地环境中,地表水位通常会降低甲烷的传输速度,但是在水生植物根系附近,根系发育造成土壤通气性较好,导致甲烷传输速度更高^[68]。湿地土壤甲烷排放的研究显示,一般情况下,地表水位高度与甲烷排放量呈正相关关系;而当地表水位达到近似于淹水条件的高度后,土壤甲烷排放量反而会减少^[69]。这是由于甲烷向地表的传输途径为气泡扩散,在穿越水层的过程中发生氧化,过高的水位条件降低了甲烷传输速率,导致甲烷氧化量增加,排放量减少。

2.3 地表植物

地表植物,尤其是维管植物的发育情况能够显著影响冻土区土壤甲烷的排放^[70]。这是由于维管植物的根系分泌物可以为产甲烷微生物活动提供底物^[71],促进微生物甲烷产生。例如Ström等^[72]研究发现,在格陵兰冻土区,羊胡子草属植物根系附近土壤中具有极高的醋酸形成速率,这种以醋酸为主的有机酸的持续输入是这些生态系统高甲烷排放通量的主要原因^[73-74]。

与此同时,维管植物还会对土壤甲烷的转运和氧化产生影响。例如Frenzel和Rudolph^[75]发现,在羊胡子草属植物发育地区,甲烷氧化速率通常较低。Knoblauch等^[76]认为这是由于维管植物能够为土壤甲烷转运提供通道,避开甲烷氧化菌较为发育的地表苔藓层进行直接排放,从而对冻土区土壤甲烷的排放产生影响。

2.4 有机质含量

有机质是微生物产甲烷代谢活动的底物,因此,土壤中有机质含量能够显著影响冻土区土壤甲烷的排放。持续性冻土融化通常会引起有机质供给增加,从而促进土壤中微生物对有机质的降解,土壤中有机碳含量增加,进而导致甲烷排放增加^[43]。已有研究表明:在适宜的温度条件下,土壤孔隙水中有机碳含量与甲烷排放量呈显著正相关关系^[77]。例如在热喀斯特湖等冻土快速融化地区,永冻层中有机碳的降解现象尤为显著。通过一系列微生物降解作用,这些有机碳最终被降解成为可以被产甲烷微生物直接利用的底物^[41],从而引起微生物甲烷排放量增加。而当土壤温度较低时,土壤中有机质含量与甲烷排放量的相关性相对较弱。但是,由于低温期甲烷排放量在冻土区土壤甲烷排放总量中的占比较高^[78],在全球气候变暖和冻土持续融化的背景下,这种有机质含量的变化对土壤甲烷排放的影响作用仍然不容忽视^[13,79]。

2.5 其他影响因子

除上述影响因子外,冻土区土壤甲烷排放还受到冻土融化、氮输入、土壤质地和地表景观等因素的影响。但是,这些影响因子对冻土区土壤甲烷排放量的影响作用与前文所述的4个主要影响因子具有一定的因果关系。例如冻土融化是由土壤温度变化引起的,而冻土融化还可能导致土壤水位发生变化,进而影响土壤中甲烷产生、传输和氧化的排放过程^[80]。而通过大气沉降等方式的氮输入则可以促进植物生长^[81],并且与土壤质地和碳氮比值(C/N)共同作用^[82],调节土壤中活性有机碳含量,进而影响甲烷排放量。除此之外,地表景观也会影响土壤中碳的微生物利用效率,例如冲积平原通常具有较高的有机碳含量,而在未经冰川作用的山地流域中,土壤中的碳通常来自碳酸盐岩的化学风化,不同的碳元素存在形式导致产甲烷微生物活性和群落结构存在差异^[83],进而影响冻土区土壤甲烷的排放。而森林、草原等地表植被类型和植被覆盖度^[84],以及农业、牧业等土地利用和土壤功能的差异^[85]也可以通过影响土壤中产甲烷和嗜甲烷两种微生物活动强度和群落结构,进而影响冻土区土壤甲烷排放。

3 冻土区土壤甲烷排放的监测及评估方法

3.1 冻土区土壤甲烷排放的监测方法

箱式法是最常用的冻土区土壤甲烷排放监测方法,即通过将箱式采气装置放置在土壤表面,测量采气箱内的甲烷浓度变化,利用时间和甲烷浓度变化的线性回归方程,计算土壤甲烷排放通量。早期的箱式法又被称为静态箱法,主要是通过注射器吸取的方法进行固定间隔气体采集,然后利用气相色谱等方法进行甲烷浓度分析。受早期仪器设备限制,静态箱法的最大问题是需要在气体采集后尽快送至实验室,以确保测试结果能够真实反映土壤甲烷排放变化。例如Bubier等^[86]的冻土区土壤甲烷通量监测试验中,将送样时间限制为4~6 h。随着仪器设备的进步,甲烷浓度的野外现场分析变得切实可行,传统的静态箱法也发展为以野外现场分析为基础的动态箱法,即将采气箱直接与甲烷浓度分析仪连接,测量采气箱内甲烷的浓度变化。例如Lai等^[87]开展的冻土区土壤甲烷通量监测,采用美国Los Gatos Research公司的DLT-100型甲烷快速分析仪,直接测量监测箱内的甲烷浓度。

箱式法虽然具有采样设备简便、测量结果准确等特点,但是在实际应用中,往往面临采气箱内外环境差异,箱内温度控制和箱内气体混匀等问题,虽然可以通过增加箱外隔温层和箱内混匀风扇等加以改进,然而,箱内外环境因子如光照、湿度和植被生长等条件对土壤甲烷排放的影响仍然存在不确定性,难以进行长时间监测。另一方面,由于采气箱体积有限,测量时容易受冻土区复杂的土壤条件影响,采样点的代表性也存在一定的不确定性。因此,随着全球碳循环监测技术的发展,很多研究中开始采用涡度相关法进行土壤甲烷排放监测。

涡度相关法是通过建立搭载甲烷等温室气体浓度监测仪器的大型监测塔,利用地表垂直风速与甲烷浓度变化之间的协方差,进而计算土壤-大气甲烷交换通量^[88]。这种方法更偏重于面积性测量,且对测量地区的土壤环境改变较小,因此其测量结果更加精确,尤其是在大气稳定、地表平坦的条件下,涡度相关法更适合长时间面积性稳定监测^[89]。但是,涡度相关法在一定程度上容易受到大气稳定性、地表地形条件等因素影响,同时监测塔成本较高,需配置供电等相关设施,因此在实际应用中具有一定的局限性。

由于箱式法和涡度相关法在监测土壤甲烷排放中各自具备不同的优缺点,近年来有研究开始尝试采用两者相结合的方法进行土壤甲烷排放监测。例如Sachs等^[90]在勒拿河三角洲冻土区进行的土壤甲烷排放监测中,同时使用了单点尺度的箱式法和生态系统尺度上的涡度相关法进行监测,结果发现箱式法的测量结果较涡度相关法高出近一个数量级。通过对比分析,他们提出采用两者结合,利用单点箱式法结果和高分辨率土地利用类型数据,对涡度相关法覆盖范围内的土壤甲烷排放通量进行解析。通过这种嵌套式监测技术,一方面可以获取准确的冻土区土壤甲烷排放通量;另一方面也有助于识别出未知的甲烷排放/吸收源。因此,这种嵌套式监测技术也成为近年来冻土区土壤甲烷排放监测的前沿技术^[91]。

3.2 冻土区土壤甲烷排放的评估方法

冻土区土壤甲烷排放的评估主要通过模型计算的方法进行^[92]。这种方法始于对北方泥炭湿地土壤甲烷排放的评估。1993年,Bartlett和Harriss^[29]首次建立了基于湿地数据库的冻土区土壤甲烷排放统计模型,并且计算出北方寒冷湿地和冻原土壤的甲烷年排放量分别为34 Tg和4 Tg。一般情况下,冻土区土壤甲烷排放和环境变量之间存在一定的相关性,因此可以通过对环境变量的监测,利用多元回归的方法进行数据外推,建立冻土区土壤甲烷排放的统计模型^[86]。但是,在具体的监测研究中,甲烷排放的实测数据往往较模型预测值低,Christensen等^[93]认为这是由于在苔原地区,地表土壤能够通过植物、微生物等活动,吸收大量甲烷。而随着对冻土区土壤甲烷排放机制认识的不断发展,这种基于土壤甲烷排放过程的模型也开始陆续被科学家提出。例如Cao等^[94]建立的基于微生物产甲烷过程的排放量预测模型,利用土壤碳储量、有机质分解速率、土壤湿度和产甲烷菌活性对甲烷排放量进行预测。这些模型考虑了甲烷从产生到传输、吸收和排放的全过程,通过对环境因子的驱动机制模拟,将冻土区土壤甲烷排放与气候变化联系到一起^[95]。

进入21世纪以来,随着一系列碳循环系统研究的开展,基于生态系统的碳循环模型开始被应用到冻土区土壤甲烷排放的评估中。例如Zhuang等^[96]利用陆地生态系统模型,对冻土区土壤甲烷排放量进行了重新评估,计算得出20世纪末北半球高纬度地区甲烷的年度净排放量为51 Tg,其中俄罗斯、加拿大和阿拉斯加冻土区的排放量分别占总量的64%、11%和7%,并且以0.08 Tg/a的速度增加。目前,这一生态系统模型已经发展到6.0版本,并且纳入了包括甲烷在内的碳排放模拟相关内容^[97]。此外,还有研究将已有的甲烷排放生物地球化学模型(DeNitrification-DeComposition)和多年冻土模型(Northern Ecosystem Soil Temperature)结合,开展大尺度冻土区土壤甲烷排放模拟评估,并且取得了可靠的验证结果^[98],这种多种模型融合的方法成了冻土区土壤甲烷排放评估的发展方向。

除此之外,近年来卫星遥感等技术也开始应用到土壤甲烷排放评估中。高光谱卫星观测结果可以直接反演计算出大气中的甲烷浓度。例如冯冬霞等^[99]将美国Aqua卫星和瓦里关大气本底站的观测结果进行对比,发现两种方法获取的大气甲烷浓度基本一致,可以利用卫星观测的方法获取区域性大气甲烷浓度的时空分布基本情况,进而通过增加观测点,分地域、分径级优化全尺度观测网结构,综合运用多途径交叉验证等手段对冻土区土壤甲烷监测评估工作进行优化^[100],降低评估结果的不确定性,获取准确的评估结果^[15]。

4 冻土区土壤甲烷排放的主要发展趋势

自1997年《京都议定书》签订以来,冻土区土壤甲烷排放的研究历经25年的发展,在监测内容方面,已经从典型冻原苔原和泥炭湿地的甲烷排放通量监测,逐渐转为对冻土区生态系统土壤甲烷排放通量及环境因素的综合监测和原位培养试验。在监测方法方面,在继续开展传统的地球化学分析工作的同时,涡度相关法、微生物培养、元基因组分析和卫星遥感识别等新兴技术也不断应用于该领域,为冻土区土壤甲烷排放的研究提供技术支撑。在理论研究方面,对于甲烷气源、影响因素和驱动机制的认识在不断完善,相关评估模型也在不断更新。

在这些研究成果积累及相关认识更新的基础上,目前冻土区土壤甲烷排放的研究呈现出3个发展方向:一是甲烷排放气源的研究,由传统的产甲烷微生物气源逐渐向多气源作用下的复合排放分析方向发展;二是甲烷排放机制的研究,由环境变量维度的影响因素分析,发展为生态系统、碳循环系统等角度的多维驱动机制分析;三是甲烷排放的评估研究,由早期的相关性分析和统计模型,逐渐向多因素结合的冻土区土壤甲烷排放过程模型方向发展,同时引入卫星遥感等技术手段加以校正。

在全球气候变化日益加剧的背景下,包括世界气象组织(WMO)、全球碳计划(GCP)、美国国家海洋和大气管理局(NOAA)等在内的相关组织及研究机构在全球范围内持续开展冻土区土壤甲烷排放的监测及评估工作,而在我国,近年来随着综合国力的增强和相关研究投入的增加,科研人员对于我国境内的东北三江平原湿地和青藏高原冻土区的研究也逐渐深入。例如中科院东北地理所对三江平原冻土区的长期监测,在季节性冻土区土壤甲烷排放监测方法及理论研究方面都做出了重要成果。西北生态资源环境研究所、青藏高原研究所和成都生物研究所等机构在青藏高原冻土区冻土融化、温室气体排放监测方面开展了大量工作,作为全球最大的中纬度高原型冻土区,青藏高原冻土区大气甲烷含量自2007年以来逐年增加,带来的温室效应增强必然会影响到区域碳循环系统平衡,而由于青藏高原独特的地理位置和气候条件,该区循环系统的变化将对亚洲,乃至全球气候变化产生重大影响。因此,对青藏高原冻土区土壤甲烷排放的监测及理论研究工作还应进一步加以关注。

感谢成杭新研究员、赵传冬教授在文章写作过程中给予的指导和帮助,感谢本文审稿人在审阅本文时给出的意见和建议!

参考文献

[1] World Meteorological Organization. Provisional state of the global climate in 2022[R]. Sharm El Sheikh: World Meteorological Organization, 2022.

[2] WATTS N, AMANN M, ARNELL N, et al. The 2020 report of the lancet countdown on health and climate change: responding to converging crises[J]. The Lancet, 2021, 397(10269): 129-170.

[3] 陈雪倩, 张立飞. 碳的固定、 运输、 转移和排放过程: 对地球深部碳循环的启示[J]. 地学前缘, 2023, 30(3): 313-339.

[4] SCHUUR E A G, MCGUIRE A D, SCHÄDEL C, et al. Climate change and the permafrost carbon feedback[J]. Nature, 2015, 520(7546): 171-179.

[5] SCHUUR E A G, BOCKHEIM J, CANADELL J G, et al. Vulnerability of permafrost carbon to climate change: implications for the global carbon cycle[J]. BioScience, 2008, 58(8): 701-714.

[6] CROWTHER T W, TODD-BROWN K E O, ROWE C W, et al. Quantifying global soil carbon losses in response to warming[J]. Nature, 2016, 540(7631): 104-108.

[7] ANDERSON B, BARTLETT K, FROLKING S, et al. Methane and nitrous oxide emissions from natural sources[R]. Washington DC: Office of Atmospheric Programs, US EPA, 2010.

[8] COOPER M D A, ESTOP-ARAGONÉS C, FISHER J P, et al. Limited contribution of permafrost carbon to methane release from thawing peatlands[J]. Nature Climate Change, 2017, 7: 507-511.

[9] ANISIMOV O, ZIMOV S. Thawing permafrost and methane emission in Siberia: synthesis of observations, reanalysis, and predictive modeling[J]. Ambio, 2021, 50(11): 2050-2059.

[10] TURETSKY M R, ABBOTT B W, JONES M C, et al. Carbon release through abrupt permafrost thaw[J]. Nature Geoscience, 2020, 13: 138-143.

[11] NORRIS R D, RÖHL U. Carbon cycling and chronology of climate warming during the Palaeocene/Eocene transition[J]. Nature, 1999, 401: 775-778.

[12] HESSELBO S P, GRÖCKE D R, JENKYNS H C, et al. Massive dissociation of gas hydrate during a Jurassic oceanic anoxic event[J]. Nature, 2000, 406(6794): 392-395.

[13] OBU J, WESTERMANN S, BARTSCH A, et al. Northern Hemisphere permafrost map based on TTOP modelling for 2000-2016 at 1 km² scale[J]. Earth-Science Reviews, 2019, 193: 299-316.

[14] CLYMO R S. The limits to peat bog growth[J]. Philosophical Transactions of the Royal Society of London, 1984, 303: 605-654.

[15] MCGUIRE A D, CHRISTENSEN T R, HAYES D, et al. An assessment of the carbon balance of Arctic tundra: comparisons among observations, process models, and atmospheric inversions[J]. Biogeosciences, 2012, 9(8): 3185-3204.

[16] LE MER J, ROGER P. Production, oxidation, emission and consumption of methane by soils: a review[J]. European Journal of Soil Biology, 2001, 37(1): 25-50.

[17] LAI D Y F. Methane dynamics in northern peatlands: a review[J]. Pedosphere, 2009, 19(4): 409-421.

[18] 陈哲. 季节性冻土区生态系统土壤温室气体排放研究[D]. 北京: 中国农业科学院, 2016.

[19] CIAIS P, SABINE C, BALA G, et al. Carbon and other biogeochemical cycles[M]//EDENHOFER O, PICHS-MADRUGA R, SOKONA Y, et al. Climate change 2013: the physical science basis. Contribution of working group I to the fifth assessment report of the intergovernmental panel on climate change. Cambridge: Cambridge University Press, 2014.

[20] LUO M, HUANG H G, ZHANG P, et al. Origins of gas discharging from the Qiangtang Basin in the northern Qinghai-Tibet Plateau, China: evidence from gas compositions, helium, and carbon isotopes[J]. Journal of Geochemical Exploration, 2014, 146: 119-126.

[21] KOHNERT K, SERAFIMOVICH A, METZGER S, et al. Strong geologic methane emissions from discontinuous terrestrial permafrost in the Mackenzie Delta, Canada[J]. Scientific Reports, 2017, 7(1): 5828.

[22] KUHN M, LUNDIN E J, GIESLER R, et al. Emissions from thaw ponds largely offset the carbon sink of northern permafrost wetlands[J]. Scientific Reports, 2018, 8(1): 9535.

[23] 李思琦, 臧昆鹏, 宋伦. 湿地甲烷代谢微生物产甲烷菌和甲烷氧化菌的研究进展[J]. 海洋环境科学, 2020, 39(3): 488-496.

[24] 丁维新, 蔡祖聪. 土壤有机质和外源有机物对甲烷产生的影响[J]. 生态学报, 2002, 22(10): 1672-1679.

[25] JOABSSON A, CHRISTENSEN T R. Methane emissions from wetlands and their relationship with vascular plants: an Arctic example[J]. Global Change Biology, 2001, 7(8): 919-932.

[26] TURETSKY M R, TREAT C C, WALDROP M P, et al. Short-term response of methane fluxes and methanogen activity to water table and soil warming manipulations in an Alaskan peatland[J]. Journal of Geophysical Research: Biogeosciences, 2008, 113(G3): G00A10.

[27] ANDRESEN C G, LARA M J, TWEEDIE C E, et al. Rising plant-mediated methane emissions from Arctic wetlands[J]. Global Change Biology, 2017, 23(3): 1128-1139.

[28] PERRYMAN C R, MCCALLEY C K, MALHOTRA A, et al. Thaw transitions and redox conditions drive methane oxidation in a permafrost peatland[J]. Journal of Geophysical Research: Biogeosciences, 2020, 125(3): G005526.

[29] BARTLETT K B, HARRISS R C. Review and assessment of methane emissions from wetlands[J]. Chemosphere, 1993, 26(1/2/3/4): 261-320.

[30] WILLE C, KUTZBACH L, SACHS T, et al. Methane emission from Siberian Arctic polygonal tundra: eddy covariance measurements and modeling[J]. Global Change Biology, 2008, 14(6): 1395-1408.

[31] VOIGT C, LAMPRECHT R E, MARUSHCHAK M E, et al. Warming of subarctic tundra increases emissions of all three important greenhouse gases-carbon dioxide, methane, and nitrous oxide[J]. Global Change Biology, 2017, 23(8): 3121-3138.

[32] TAYLOR M A, CELIS G, LEDMAN J D, et al. Experimental soil warming and permafrost thaw increase CH₄ emissions in an upland tundra ecosystem[J]. Journal of Geophysical Research: Biogeosciences, 2021, 126(11): G006376.

[33] THAUER R K. Biochemistry of methanogenesis: a tribute to Marjory Stephenson. 1998 Marjory Stephenson Prize Lecture[J]. Microbiology, 1998, 144 (Pt 9): 2377-2406.

[34] CONRAD R. Microbial ecology of methanogens and methanotrophs[J]. Advances in Agronomy, 2007, 96: 1-63.

[35] WOODCROFT B J, SINGLETON C M, BOYD J A, et al. Genome-centric view of carbon processing in thawing permafrost[J]. Nature, 2018, 560(7716): 49-54.

[36] MASTEPANOV M, SIGSGAARD C, DLUGOKENCKY E J, et al. Large tundra methane burst during onset of freezing[J]. Nature, 2008, 456: 628-630.

[37] MASTEPANOV M, SIGSGAARD C, TAGESSON T, et al. Revisiting factors controlling methane emissions from high-Arctic tundra[J]. Biogeosciences, 2013, 10(7): 5139-5158.

[38] WALTER K M, ZIMOV S A, CHANTON J P, et al. Methane bubbling from Siberian thaw lakes as a positive feedback to climate warming[J]. Nature, 2006, 443(7107): 71-75.

[39] OLEFELDT D, TURETSKY M R, CRILL P M, et al. Environmental and physical controls on northern terrestrial methane emissions across permafrost zones[J]. Global Change Biology, 2013, 19(2): 589-603.

[40] MCCALLEY C K, WOODCROFT B J, HODGKINS S B, et al. Methane dynamics regulated by microbial community response to permafrost thaw[J]. Nature, 2014, 514(7523): 478-481.

[41] JORGENSON M T, OSTERKAMP T E. Response of boreal ecosystems to varying modes of permafrost degradation[J]. Canadian Journal of Forest Research, 2005, 35(9): 2100-2111.

[42] WINKEL M, SEPULVEDA-JAUREGUI A, MARTINEZ-CRUZ K, et al. First evidence for cold-adapted anaerobic oxidation of methane in deep sediments of thermokarst lakes[J]. Environmental Research Communications, 2019, 1(2): 021002.

[43] SCHUUR E A G, VOGEL J G, CRUMMER K G, et al. The effect of permafrost thaw on old carbon release and net carbon exchange from tundra[J]. Nature, 2009, 459: 556-559.

[44] WALDROP M P, WICKLAND K P, WHITE R, et al. Molecular investigations into a globally important carbon pool: permafrost-protected carbon in Alaskan soils[J]. Global Change Biology, 2010, 16(9): 2543-2554.

[45] TREAT C C, NATALI S M, ERNAKOVICH J, et al. A pan-Arctic synthesis of CH₄ and CO₂ production from anoxic soil incubations[J]. Global Change Biology, 2015, 21(7): 2787-2803.

[46] HOGAN. Current and future methane emissions from natural sources[R]. Washington DC: USEPA Office of Air and Radiation, 1993.

[47] RUPPEL C. Permafrost-associated gas hydrate: is it really approximately 1% of the global system?[J]. Journal of Chemical and Engineering Data, 2015, 60(2): 429-436.

[48] SUN Z J, YANG Z B, MEI H, et al. Geochemical characteristics of the shallow soil above the Muli gas hydrate reservoir in the permafrost region of the Qilian Mountains, China[J]. Journal of Geochemical Exploration, 2014, 139: 160-169.

[49] ZHANG S Y, ZHANG F G, SHI Z M, et al. Sources of seasonal wetland methane emissions in permafrost regions of the Qinghai-Tibet Plateau[J]. Scientific Reports, 2020, 10(1): 7520.

[50] 戴金星, 倪云燕, 黄士鹏, 中国天然气水合物气的成因类型[J]. 石油勘探与开发, 2017, 44(6): 837-848.

[51] Intergovernmental Panel on Climate Change. Climate change 2001:the scientific basis. Contribution of working group I to the third assessment report of the intergovernmental panel on climate change[M]. Cambridge: Cambridge University Press, 2001.

[52] NEGANDHI K, LAURION I, LOVEJOY C. Temperature effects on net greenhouse gas production and bacterial communities in Arctic thaw ponds[J]. FEMS Microbiology Ecology, 2016, 92(8): fiw117.

[53] LU Y, FU L, LU Y H, et al. Effect of temperature on the structure and activity of a methanogenic archaeal community during rice straw decomposition[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2015, 81: 17-27.

[54] 丁维新, 蔡祖聪. 温度对甲烷产生和氧化的影响[J]. 应用生态学报, 2003, 14(4): 604-608.

[55] HODGKINS S B, TFAILY M M, MCCALLEY C K, et al. Changes in peat chemistry associated with permafrost thaw increase greenhouse gas production[J]. Proceedings of theNational Academy of Sciences of the United States of America, 2014, 111(16): 5819-5824.

[56] CHANG K Y, RILEY W J, CRILL P M, et al. Large carbon cycle sensitivities to climate across a permafrost thaw gradient in subarctic Sweden[J]. The Cryosphere, 2019, 13(2): 647-663.

[57] DUNFIELD P, KNOWLES R, DUMONT R, et al. Methane production and consumption in temperate and subarctic peat soils: response to temperature and pH[J]. Soil Biology and Biochemistry, 1993, 25(3): 321-326.

[58] 王家骐. 甲烷氧化微生物生态位分异环境驱动机制研究[D]. 杭州: 浙江大学, 2020.

[59] CASTRO M S, STEUDLER P A, MELILLO J M, et al. Factors controlling atmospheric methane consumption by temperate forest soils[J]. Global Biogeochemical Cycles, 1995, 9(1): 1-10.

[60] 吴祥文. 大兴安岭多年冻土区不同林型土壤主要温室气体通量特征及气候变化的响应[D]. 哈尔滨: 哈尔滨师范大学, 2021.

[61] 陈祚伶. 古新世—始新世极热事件碳循环研究进展[J]. 科学通报, 2022, 67(15): 1704-1714.

[62] KURTZ A C, KUMP L R, ARTHUR M A, et al. Early Cenozoic decoupling of the global carbon and sulfur cycles[J]. Paleoceanography, 2003, 18(4): 1090.

[63] BRIDGHAM S D, PASTOR J, UPDEGRAFF K, et al. Ecosystem control over temperature and energy flux in northern peatlands[J]. Ecological Applications, 1999, 9(4): 1345-1358.

[64] ZHU R B, LIU Y S, SUN L G, et al. Methane emissions from two tundra wetlands in eastern Antarctica[J]. Atmospheric Environment, 2007, 41(22): 4711-4722.

[65] WANG F L, BETTANY J R. Methane emission from a usually well-drained prairie soil after snowmelt and precipitation[J]. Canadian Journal of Soil Science, 1995, 75(2): 239-241.

[66] KLUDZE H K. Gaseous exchange and wetland plant response to soil redox conditions[D]. Baton Rouge: Louisiana State University, 1994.

[67] 徐华, 蔡祖聪, 李小平. 土壤 Eh 和温度对稻田甲烷排放季节变化的影响[J]. 农业环境保护, 1999, 18(4): 145-149.

[68] WHALEN S C. Biogeochemistry of methane exchange between natural wetlands and the atmosphere[J]. Environmental Engineering Science, 2005, 22(1): 73-94.

[69] KELLEY C A, MARTENS C S, USSLER WIII. Methane dynamics across a tidally flooded riverbank margin[J]. Limnology and Oceanography, 1995, 40(6): 1112-1129.

[70] SCHIMEL J P. Plant transport and methane production as controls on methane flux from Arctic wet meadow tundra[J]. Biogeochemistry, 1995, 28(3): 183-200.

[71] JOABSSON A, CHRISTENSEN T R, WALLÉN B. Vascular plant controls on methane emissions from northern peatforming wetlands[J]. Trends in Ecology and Evolution, 1999, 14(10): 385-388.

[72] STRÖM L, EKBERG A, MASTEPANOV M, et al. The effect of vascular plants on carbon turnover and methane emissions from a tundra wetland[J]. Global Change Biology, 2003, 9(8): 1185-1192.

[73] SEPULVEDA-JAUREGUI A, WALTER ANTHONY K M, MARTINEZ-CRUZ K, et al. Methane and carbon dioxide emissions from 40 lakes along a north-south latitudinal transect in Alaska[J]. Biogeosciences, 2015, 12(11): 3197-3223.

[74] STRÖM L, FALK J M, SKOV K, et al. Controls of spatial and temporal variability in CH₄ flux in a high Arctic Fen over three years[J]. Biogeochemistry, 2015, 125(1): 21-35.

[75] FRENZEL P, RUDOLPH J. Methane emission from a wetland plant: the role of CH₄ oxidation in Eriophorum[J]. Plant and Soil, 1998, 202(1): 27-32.

[76] KNOBLAUCH C, SPOTT O, EVGRAFOVA S, et al. Regulation of methane production, oxidation, and emission by vascular plants and bryophytes in ponds of the northeast Siberian polygonal tundra[J]. Journal of Geophysical Research: Biogeosciences, 2015, 120(12): 2525-2541.

[77] 杨文燕, 宋长春, 张金波. 沼泽湿地孔隙水中溶解有机碳、 氮浓度季节动态及与甲烷排放的关系[J]. 环境科学学报, 2006, 26(10): 1745-1750.

[78] ZONA D, GIOLI B, COMMANE R, et al. Cold season emissions dominate the Arctic tundra methane budget[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2016, 113(1): 40-45.

[79] ERNAKOVICH J G, LYNCH L M, BREWER P E, et al. Redox and temperature-sensitive changes in microbial communities and soil chemistry dictate greenhouse gas loss from thawed permafrost[J]. Biogeochemistry, 2017, 134(1): 183-200.

[80] BRODYLO D, JORGENSON M T. Linking repeat lidar with Landsat products for large scale quantification of fire-induced permafrost thaw settlement in interior Alaska[J]. Environmental Research Letters, 2023, 18(1): 015003.

[81] BARRET M, GANDOIS L, THALASSO F, et al. A combined microbial and biogeochemical dataset from high-latitude ecosystems with respect to methane cycle[J]. Scientific Data, 2022, 9(1): 674.

[82] 丁维新, 蔡祖聪. 氮肥对土壤甲烷产生的影响[J]. 农业环境科学学报, 2003, 22(3): 380-383.

[83] ZOLKOS S, TANK S E, KOKELJ S V, et al. Permafrost landscape history shapes fluvial chemistry, ecosystem carbon balance, and potential trajectories of future change[J]. Global Biogeochemical Cycles, 2022, 36(9): e2022GB007403.

[84] 李超男, 李家宝, 李香真. 贡嘎山海拔梯度上不同植被类型土壤甲烷氧化菌群落结构及多样性[J]. 应用生态学报, 2017, 28(3): 805-814.

[85] 焦燕, 侯建华, 赵江红, 内蒙古农牧交错带土地利用变化对CH₄吸收的影响[J]. 中国环境科学, 2014, 34(6): 1514-1522.

[86] BUBIER J L, MOORE T R, BELLISARIO L, et al. Ecological controls on methane emissions from a Northern Peatland Complex in the zone of discontinuous permafrost, Manitoba, Canada[J]. Global Biogeochemical Cycles, 1995, 9(4): 455-470.

[87] LAI D Y F, ROULET N T, HUMPHREYS E R, et al. The effect of atmospheric turbulence and chamber deployment period on autochamber CO₂ and CH₄ flux measurements in an ombrotrophic peatland[J]. Biogeosciences, 2012, 9(8): 3305-3322.

[88] JACKOWICZ-KORCZYSKI M, CHRISTENSEN T, BÄCKSTRAND K, et al. Annual cycle of methane emission from a subarctic peatland[J]. Journal of Geophysical Research: Biogeosciences, 2010, 115(2): G000913.

[89] BALDOCCHI D D. Assessing the eddy covariance technique for evaluating carbon dioxide exchange rates of ecosystems: past, present and future[J]. Global Change Biology, 2003, 9(4): 479-492.

[90] SACHS T, GIEBELS M, BOIKE J, et al. Environmental controls on CH₄ emission from polygonal tundra on the microsite scale in the Lena River delta, Siberia[J]. Global Change Biology, 2010, 16(11): 3096-3110.

[91] WANG K F, PENG C H, ZHU Q A, et al. Changes in soil organic carbon and microbial carbon storage projected during the 21st century using TRIPLEX-MICROBE[J]. Ecological Indicators, 2019, 98: 80-87.

[92] SAUNOIS M, STAVERT A R, POULTER B, et al. The global methane budget 2000-2017[J]. Earth System Science Data, 2020, 12(3): 1561-1623.

[93] CHRISTENSEN T R, JONASSON S, CALLAGHAN T V, et al. Spatial variation in high-latitude methane flux along a transect across Siberian and European tundra environments[J]. Journal of Geophysical Research: Atmospheres, 1995, 100(D10): 21035-21045.

[94] CAO M K, MARSHALL S, GREGSON K. Global carbon exchange and methane emissions from natural wetlands: application of a process-based model[J]. Journal of Geophysical Research: Atmospheres, 1996, 101(D9): 14399-14414.

[95] WALTER B P, HEIMANN M. A process-based, climate-sensitive model to derive methane emissions from natural wetlands: application to five wetland sites, sensitivity to model parameters, and climate[J]. Global Biogeochemical Cycles, 2000, 14(3): 745-765.

[96] ZHUANG Q, MELILLO J M, KICKLIGHTER D W, et al. Methane fluxes between terrestrial ecosystems and the atmosphere at northern high latitudes during the past century: a retrospective analysis with a process-based biogeochemistry model[J]. Global Biogeochemical Cycles, 2004, 18: GB3010.

[97] MCGUIRE A D, HAYES D J, KICKLIGHTER D W, et al. An analysis of the carbon balance of the Arctic Basin from 1997 to 2006[J]. Tellus B: Chemical and Physical Meteorology, 2010, 62(5): 455-474.

[98] ZHANG Y, SACHS T, LI C S, et al. Upscaling methane fluxes from closed chambers to eddy covariance based on a permafrost biogeochemistry integrated model[J]. Global Change Biology, 2012, 18(4): 1428-1440.

[99] 冯冬霞, 高晓清, 周亚, 青藏高原大气甲烷浓度时空分布变化特征[J]. 气候与环境研究, 2017, 22(3): 346-354.

[100] 谢立军, 白中科, 杨博宇, 碳中和背景下国内外陆地生态系统碳汇评估方法研究进展[J]. 地学前缘, 2023, 30(2): 447-462.

基金资助

中国地质调查局地质调查项目(DD20179192)

中国地质调查局地质调查项目(DD20221770)