摘 要：為定量評(píng)估水土保持植樹造林措施的固碳增匯效益，并為全面定量評(píng)估水土保持碳匯效益等提供參考依據(jù)，以黃土高塬溝壑區(qū)楊家溝小流域（水土保持綜合治理小流域）和與其毗鄰的董莊溝小流域（未治理對(duì)比小流域）為研究區(qū)，基于遙感影像解譯，明晰各土地利用類型尤其人工林地的分布狀況及面積等，通過(guò)野外調(diào)查采樣，測(cè)算楊家溝小流域人工林地與董莊溝小流域天然草地碳儲(chǔ)量，并估算潛在碳匯量及其碳匯價(jià)值。結(jié)果表明：１）楊家溝小流域人工林地的碳儲(chǔ)量為１０ ５１６．１０ ｔ、碳密度為１５０．２３ ｔ／ ｈｍ２，董莊溝小流域天然草地的碳儲(chǔ)量為１３２．１０ ｔ、碳密度為２．２８ ｔ／ ｈｍ２；２） 楊家溝小流域約７０ ａ 來(lái)的水土保持植樹造林使碳儲(chǔ)量增加約１０ ３５６．５０ ｔ，換算成碳匯量為３８ ００８．３６ ｔ，碳匯密度約為５４２．９８ ｔ／ ｈｍ２；３）楊家溝小流域水土保持植樹造林措施的單位面積碳匯效益為１．０ 萬(wàn)～３．５ 萬(wàn)元／ ｈｍ２，潛在碳匯價(jià)值為６８．５９ 萬(wàn)～２４４．２０ 萬(wàn)元。

關(guān)鍵詞：植樹造林；碳儲(chǔ)量；碳匯價(jià)值；楊家溝；董莊溝；黃土高塬溝壑區(qū)

中圖分類號(hào)：Ｓ１５７；Ｓ７２７．２２；Ｘ８２ 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：Ａ ｄｏｉ：１０．３９６９／ ｊ．ｉｓｓｎ．１０００－１３７９．２０２４．１１．０１９

引用格式：曹丹，陳峰峰，賈易周，等．黃土高塬溝壑區(qū)小流域植樹造林固碳增匯效益研究［Ｊ］．人民黃河，２０２４，４６（１１）：１２１－１２５．

０ 引言

溫室氣體排放造成的全球氣候變化對(duì)人類的生存發(fā)展造成嚴(yán)重威脅。我國(guó)作為碳排放大國(guó)，在第七十五屆聯(lián)合國(guó)大會(huì)上提出“雙碳”目標(biāo)（二氧化碳排放力爭(zhēng)于２０３０ 年前達(dá)到峰值，努力爭(zhēng)?。玻埃叮?年前實(shí)現(xiàn)碳中和）［１］ 。為實(shí)現(xiàn)“雙碳”目標(biāo)，全國(guó)各地各行各業(yè)按照中共中央、國(guó)務(wù)院的安排部署正在實(shí)施一系列行動(dòng)方案。

水土流失作為普遍存在的環(huán)境問題，在造成生產(chǎn)力降低的同時(shí)強(qiáng)烈影響著生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)過(guò)程和碳排放［２］ 。水土保持措施在發(fā)揮保水保土等功能的同時(shí)，具有重要的碳匯作用，尤其是造林種草等植物措施，通過(guò)光合作用吸收大氣中的二氧化碳并固定在植物及其林下土壤中，且具有很強(qiáng)的碳匯能力和較長(zhǎng)的儲(chǔ)碳期［３－５］ 。全球森林生態(tài)系統(tǒng)固碳量約為全球二氧化碳排放量的３７．８％［６］ ，亞洲尤其是中國(guó)和印度陸地生態(tài)系統(tǒng)碳儲(chǔ)量的增加主要?dú)w因于植樹造林［７］ 。

黃土高原是我國(guó)水土流失最嚴(yán)重的地區(qū)，生態(tài)系統(tǒng)曾遭受較嚴(yán)重的破壞，森林覆蓋率低于全國(guó)平均水平，通過(guò)近幾十年來(lái)各項(xiàng)水土保持措施的實(shí)施，目前森林生態(tài)系統(tǒng)處于恢復(fù)之中，有進(jìn)一步發(fā)育、固碳的潛力，其碳匯作用不容忽視。目前針對(duì)黃土高原地區(qū)水土保持碳匯的研究主要涉及固碳特征、機(jī)制或大范圍評(píng)估預(yù)測(cè)等方面，缺乏對(duì)小流域尺度水土保持碳匯效益的定量研究。本文以黃土高塬溝壑區(qū)楊家溝小流域（水土保持綜合治理小流域）和與其毗鄰的董莊溝小流域（未治理對(duì)比小流域）為研究區(qū)，基于遙感影像解譯，明晰各土地利用類型尤其人工林地的分布狀況及面積等，通過(guò)野外調(diào)查采樣，測(cè)算楊家溝小流域人工林地與董莊溝小流域天然草地碳儲(chǔ)量，并估算潛在碳匯量及其效益，以期為全面定量評(píng)估水土保持碳匯效益等提供參考依據(jù)。

１ 研究區(qū)概況與研究方法

１．１ 研究區(qū)概況

楊家溝小流域和董莊溝小流域?yàn)辄S河水利委員會(huì)西峰水土保持科學(xué)試驗(yàn)站在黃土高塬溝壑區(qū)南小河溝流域（屬?zèng)芎恿饔颍﹥?nèi)設(shè)置的一對(duì)位置毗鄰、面積接近的對(duì)比小流域，位于甘肅省慶陽(yáng)市西峰區(qū)，具有典型的黃土高塬溝壑區(qū)地貌特征，水土流失嚴(yán)重，兩條小流域內(nèi)均無(wú)天然林分布。其中：楊家溝為治理小流域，主溝長(zhǎng)１ ５００ ｍ、縱比降１０．６７％，從２０ 世紀(jì)５０ 年代開始實(shí)施綜合治理，林草植被恢復(fù)較快，主要造林樹種有刺槐、油松、沙棘等；董莊溝為未治理對(duì)比小流域，主溝長(zhǎng)１ ６００ ｍ、縱比降８．９３％，多年來(lái)處于自然修復(fù)狀態(tài)，形成了以草本植物為主的植被群落，零星分布有刺槐、油松等喬木（系其他小流域喬木種子被風(fēng)吹來(lái)所致）。多年來(lái)對(duì)這兩條小流域的降水、徑流及泥沙的對(duì)比觀測(cè)發(fā)現(xiàn)，經(jīng)過(guò)綜合治理的楊家溝小流域在攔蓄暴雨徑流、控制土壤侵蝕等方面效益顯著，在暴雨情況下徑流模數(shù)、土壤侵蝕模數(shù)分別減?。叮玻保玻?、８０．０３％［８］ 。楊家溝小流域水土保持植樹造林固碳增匯效益，能較好地反映黃土高塬溝壑區(qū)水土保持植樹造林固碳增匯效益。

１．２ 樣地設(shè)置

在楊家溝小流域和董莊溝小流域分別設(shè)置３ 個(gè)１０ ｍ×１０ ｍ 樣地（編號(hào)為Ａ、Ｂ、Ｃ，見表１），其中：楊家溝小流域樣地為人工林地（位于陰坡的人工刺槐林地），坡度均為２０°左右，樣地Ａ、Ｂ 的林分密度接近且均高于樣地Ｃ，樣地Ｂ、Ｃ 的樹齡一致且均大于樣地Ａ；董莊溝小流域樣地為天然草地，樣地Ａ、Ｂ 立地類型一致，樣地Ａ 植被優(yōu)勢(shì)種為茵陳蒿，樣地Ｂ、Ｃ 的植被優(yōu)勢(shì)種均為長(zhǎng)芒草＋鐵桿蒿。

１．３ 野外調(diào)查及采樣方法

利用大疆精靈４ ＲＴＫ 無(wú)人機(jī)對(duì)楊家溝和董莊溝小流域進(jìn)行航空攝影，通過(guò)大疆智圖軟件生成ＤＯＭ（數(shù)字正射影像），進(jìn)而采用ＡｒｃＭａｐ １０．２ 軟件進(jìn)行土地利用類型解譯，獲取研究區(qū)土地利用數(shù)據(jù)。人工現(xiàn)場(chǎng)對(duì)楊家溝小流域人工林樣地內(nèi)所有樹木逐株進(jìn)行登記，利用塔尺和胸徑尺測(cè)量樹高、胸徑并做好記錄。

在董莊溝小流域每個(gè)天然草地樣地內(nèi)沿對(duì)角線設(shè)置３ 個(gè)１ ｍ×１ ｍ 的樣方，采集并測(cè)定每個(gè)樣方內(nèi)所有植被的地上生物量和０～３０ ｃｍ 土層根系生物量及其有機(jī)碳含量，采集０～３０ ｃｍ 土層土壤樣品，測(cè)定其有機(jī)碳含量；在每個(gè)樣方旁分別用環(huán)刀采集０～３０ ｃｍ 土層的原狀土樣，測(cè)量其土壤容重。

１．４ 碳儲(chǔ)量及碳匯價(jià)值計(jì)算方法

１．４．１ 蓄積量擴(kuò)展法計(jì)算林地碳儲(chǔ)量

根據(jù)樣地調(diào)查獲取的人工林地所有樹木的胸徑、樹高數(shù)據(jù)和二元立木材積表，計(jì)算出樣地內(nèi)所有樹種的單木蓄積量，推算楊家溝小流域人工林地的整體林木蓄積量，進(jìn)而采用蓄積量擴(kuò)展法計(jì)算人工林地碳儲(chǔ)量［９］ ，公式如下：

Ｃｗ ＝ Ｃ１ ＋ Ｃ２ ＋ Ｃ３ （１）

Ｃ１ ＝ Ｖｆδργ （２）

Ｃ２ ＝ αＶｆδργ （３）

Ｃ３ ＝ βＶｆδργ （４）

式中：Ｃｗ 為林地碳儲(chǔ)量，Ｃ１、Ｃ２、Ｃ３ 分別為林木碳儲(chǔ)量、林下植物碳儲(chǔ)量、林下土壤碳儲(chǔ)量，Ｖｆ 為林木蓄積量，δ、ρ、γ 分別為生物量擴(kuò)大系數(shù)、容積系數(shù)、含碳率（采用ＩＰＣＣ 的默認(rèn)值，即取值分別為１．９、０．５、０．５），α 為林下植物碳轉(zhuǎn)換系數(shù)（取值為０．１９５），β 為林下土壤碳轉(zhuǎn)換系數(shù)（取值為１．２４４）。

１．４．２ 生物量法計(jì)算天然草地碳儲(chǔ)量

根據(jù)測(cè)定的天然草地植物生物量（含地上和地下生物量）及其有機(jī)碳含量、土壤有機(jī)碳含量，采用生物量法計(jì)算天然草地碳儲(chǔ)量［１０］ ，公式如下：

Ｃｇ ＝ （Ｃｓ ＋ Ｃｐ）Ｓｇ （５）

Ｃｓ ＝ ｆｓｏｃＷｖｓＤ （６）

Ｃｐ ＝ Ｂｆｖｅｇ （７）

式中：Ｃｇ 為草地碳儲(chǔ)量，Ｃｓ、Ｃｐ 分別為單位面積草地土壤碳儲(chǔ)量、植被碳儲(chǔ)量，Ｓｇ 為草地面積，ｆｓｏｃ 為土壤有機(jī)碳含量，Ｗｖｓ 為土壤容重，Ｄ 為土層厚度，Ｂ 為植被生物量，ｆｖｅｇ 為植物含碳率。

１．４．３ 市場(chǎng)價(jià)值法計(jì)算碳匯價(jià)值

選取多個(gè)交易市場(chǎng)形成的碳匯項(xiàng)目交易均價(jià)作為水土保持人工林地碳匯價(jià)格，估算楊家溝小流域植樹造林的潛在碳匯價(jià)值，公式如下：

Ｗ ＝ ３．６７ＣＰ （８）

式中：Ｗ 為碳匯價(jià)值，３．６７ 為二氧化碳當(dāng)量轉(zhuǎn)換系數(shù)（將碳儲(chǔ)量增加量轉(zhuǎn)換為增匯量），Ｃ 為碳儲(chǔ)量，Ｐ 為碳匯價(jià)格。

２ 結(jié)果與分析

２．１ 研究區(qū)土地利用情況

研究區(qū)土地利用類型解譯結(jié)果見表２。楊家溝小流域總面積為１．０５ ｋｍ２，其中主要土地利用類型為人工林地（喬木樹種主要有刺槐、油松等，灌木樹種主要有沙棘等），面積為０． ７０ ｋｍ２，占小流域總面積的６６．６７％。董莊溝小流域總面積為１．２７ ｋｍ２，其中主要土地利用類型為天然草地（以鐵桿蒿群落和白羊草＋本氏針茅群落為主），面積為０．５８ ｋｍ２，占小流域總面積的４５．６７％。

２．２ 林草地碳儲(chǔ)量

２．２．１ 楊家溝小流域人工林地碳儲(chǔ)量

楊家溝小流域人工林地主要喬木樹種單木生長(zhǎng)情況如圖１ 所示（圖中氣泡越大表示蓄積量越大）?？梢钥闯?，楊家溝小流域內(nèi)人工林中刺槐占絕對(duì)優(yōu)勢(shì)（多度在７０％以上），其次為油松（多度約為２０％）。楊家溝小流域樹高變化范圍為３．００～１５．６０ ｍ，胸徑變化范圍為３．００～３２．９０ ｃｍ，各人工林樣地的樹木生長(zhǎng)情況統(tǒng)計(jì)見表３。單因素方差分析和事后多重比較表明：樣地Ｃ 的樹木生長(zhǎng)情況與其他樣地具有顯著差異，林分密度對(duì)樹木的生長(zhǎng)具有明顯影響，即林分密度越小樹木生長(zhǎng)越旺盛；樣地Ａ 與樣地Ｂ 的樹木生長(zhǎng)情況相似，樹齡對(duì)樹木生長(zhǎng)不具有決定性的影響。樹木的胸徑和樹高對(duì)蓄積量起著決定作用，主要喬木樹種的平均單木蓄積量從大到小依次為刺槐＞油松＞榆樹＞臭椿，刺槐的單木蓄積量最高（平均為０．０７８ ９ ｍ３ ／ 株）。

各人工林樣地林木蓄積量變化范圍為０．７５～２．１８ ｍ３，３ 個(gè)樣地單位面積蓄積量平均值為０．０１３ ｍ３ ／ ｍ２；各樣地人工林碳密度變化范圍為８６．８２～２５２．４８ ｔ／ ｈｍ２，人工林固碳水平與樹木生長(zhǎng)情況有關(guān)，樹高和胸徑越大其林木蓄積量越大，固碳水平（碳密度）就越高，３ 個(gè)樣地碳密度平均值為１５０．２３ ｔ／ ｈｍ２。根據(jù)土地類型解譯結(jié)果，按照前述方法計(jì)算的楊家溝小流域人工林地碳儲(chǔ)量為１０ ５１６．１０ ｔ。

２．２．２ 董莊溝小流域天然草地碳儲(chǔ)量

董莊溝小流域天然草地各樣地碳儲(chǔ)量指標(biāo)平均值見表４。天然草地的土壤有機(jī)碳含量變化范圍為２．９９～２１．２７ ｇ／ ｋｇ，土壤容重變化范圍為１．０２ ～ １．５７ ｇ／ ｃｍ３。單因素方差分析和事后多重比較表明：樣地Ｃ 的土壤有機(jī)碳含量與其他樣地具有顯著差異，３ 個(gè)樣地的土壤容重均存在顯著差異，即立地條件對(duì)二者的影響較大，坡面土壤有機(jī)碳含量大于溝谷的、土壤容重則小于溝谷的；樣地Ａ 與樣地Ｂ 的植物地上生物量存在顯著差異，且樣地Ａ 的植物根系含碳率與其他樣地均有顯著差異，而３ 個(gè)樣地的植物根系生物量和地上部含碳率均無(wú)顯著差異，即植被演替程度對(duì)植物地上生物量和根系含碳率的影響較大。地上植物生物量均大于根系生物量，二者的變化范圍分別為１１６．２１～４５５．５６ ｇ／ ｍ２和４９．４３～２９９．８２ ｇ／ ｍ２。地上植物含碳率和根系含碳率變化范圍分別為３７． ００％ ～ ４５． ００％ 和２９． ００％ ～４７．００％。樣地Ａ 的植物含碳率小于其他樣地的，說(shuō)明植物含碳率與植被演替程度成正比。根據(jù)土地類型解譯結(jié)果，按照前述方法計(jì)算的董莊溝小流域天然草地碳儲(chǔ)量為１３２．１０ ｔ，碳密度為２．２８ ｔ／ ｈｍ２，遠(yuǎn)低于我國(guó)西北地區(qū)平均植被碳密度４２．８２ ｔ／ ｈｍ２［１１］ 。

２．３ 植樹造林措施碳匯效益

楊家溝小流域面積比董莊溝小流域面積?。埃玻玻耄恚玻淙斯ち值氐奶純?chǔ)量約為董莊溝小流域天然草地碳儲(chǔ)量的８０ 倍，表明約７０ ａ 來(lái)的水土保持植樹造林固碳效益顯著。把董莊溝小流域天然草地碳密度作為實(shí)施植樹造林措施的本底值，計(jì)算的楊家溝小流域植樹造林碳儲(chǔ)量增加值約為１０ ３５６．５０ ｔ ，換算為二氧化碳當(dāng)量，則碳匯量達(dá)到３８ ００８．３６ ｔ，碳匯密度約為５４２．９８ ｔ／ ｈｍ２。

根據(jù)全國(guó)碳交易平臺(tái)發(fā)布的２０２３ 年碳排放配額成交價(jià)變化情況（見圖２），碳匯價(jià)格變化范圍為５０．５～８２．７９元／ ｔ、平均成交價(jià)格為６４．０８ 元／ ｔ。曹先磊［１２］ 結(jié)合我國(guó)７ 個(gè)碳交易所有關(guān)資料分析表明，當(dāng)前我國(guó)林業(yè)碳匯價(jià)格為１４～９０ 元／ ｔ，平均值為２０．００ 元／ ｔ。參考全國(guó)首單水土保持項(xiàng)目碳匯交易（長(zhǎng)汀縣羅地河小流域綜合治理水土保持碳匯交易）成交單價(jià)１８ 元／ ｔ，綜合上述碳匯市場(chǎng)價(jià)格，估算楊家溝小流域水土保持植樹造林措施的單位面積碳匯效益為１．０ 萬(wàn)～３．５ 萬(wàn)元／ ｈｍ２，潛在碳匯價(jià)值為６８．５９ 萬(wàn)～２４４．２０ 萬(wàn)元。

２．４ 討論

本研究通過(guò)治理與非治理小流域?qū)Ρ?，發(fā)現(xiàn)人工林地的固碳能力遠(yuǎn)高于天然草地的，這與Ａｎｗａｒ［１３］ 和Ｌｉｕ 等［１４］ 的研究結(jié)論一致。對(duì)天然草地各組分的含碳量測(cè)定結(jié)果表明，地上植被和植物根系的碳儲(chǔ)量均大于土壤的碳儲(chǔ)量，這與許小明等［１５］ 的研究結(jié)論相反，原因可能是本研究在天然草地的土壤采樣深度為０～３０ ｃｍ，忽略了更深土層的碳儲(chǔ)量，但從采樣現(xiàn)場(chǎng)及采取土樣看，本研究區(qū)天然草地植物根系分布范圍普遍較淺，深度為２０～３０ ｃｍ 土層的根系生物量遠(yuǎn)小于１０～２０ ｃｍ 土層的，且土壤有機(jī)碳主要集中在０～１０ ｃｍ 土層。也有研究［１６］ 表明，土壤有機(jī)碳含量并非隨著植被恢復(fù)一直呈現(xiàn)增加趨勢(shì)。本研究區(qū)域的董莊溝小流域以茵陳蒿為優(yōu)勢(shì)種的樣地Ａ 植物含碳率低于以長(zhǎng)芒草＋鐵桿蒿為優(yōu)勢(shì)種的樣地Ｂ 和樣地Ｃ 的，這與植被的演替程度有關(guān)。演替程度較高的禾草類植物根系可深至８５ ｃｍ，其根系分泌物對(duì)土壤碳儲(chǔ)量的貢獻(xiàn)遠(yuǎn)高于演替程度低的雜草，土壤碳密度一般在禾草類、多年生草本和灌木占主導(dǎo)優(yōu)勢(shì)的林草地達(dá)到最高［１０］ 。董莊溝小流域天然草地植被以鐵桿蒿群落和白羊草＋本氏針茅群落為主，屬于植被演替中的較高級(jí)別，可能因采樣數(shù)量較小而導(dǎo)致了對(duì)草地生態(tài)系統(tǒng)碳儲(chǔ)量的低估，因此在下一步的研究中，應(yīng)加大采樣深度、增加樣本數(shù)量，更準(zhǔn)確測(cè)定草地生態(tài)系統(tǒng)的固碳能力。

此外，以往大多同類研究的對(duì)象為人工種草的植被恢復(fù)區(qū)，其本身也是一種水土保持植物措施，將其與植樹造林措施對(duì)比僅能反映不同水土保持措施的固碳效益，而無(wú)法明確實(shí)施水土保持措施產(chǎn)生的凈效益。本研究把采取封溝禁牧自然恢復(fù)的董莊溝小流域天然草地碳儲(chǔ)量作為本底值，其是沒有采取水土保持植樹造林措施的現(xiàn)狀固碳能力，在方法學(xué)上具有一定的創(chuàng)新性。但對(duì)人工林地和天然草地的碳儲(chǔ)量采用了兩種不同的計(jì)算方法，兩種方法計(jì)算結(jié)果的可比性還需要進(jìn)一步驗(yàn)證。因此，在下一步的研究中，可對(duì)林下土壤和植被進(jìn)行分層采樣，參照草地采樣及測(cè)定計(jì)算方法，驗(yàn)證蓄積量擴(kuò)展法的適用性。與有關(guān)刺槐林立地條件、林齡、林分密度、林地土壤碳匯等的一系列研究成果［１７－２０］ 相比，認(rèn)為本研究對(duì)楊家溝小流域以刺槐林為主的人工林地林分及其碳儲(chǔ)量等的測(cè)定分析結(jié)果是合理的，關(guān)于林齡對(duì)碳儲(chǔ)量的影響還需要進(jìn)一步研究。此外，在下一步的研究中擬增加樣地?cái)?shù)量，并將坡度、坡向等作為林地條件劃分標(biāo)準(zhǔn)，進(jìn)一步細(xì)化研究成果。

３ 結(jié)論

１）楊家溝小流域人工林地的碳儲(chǔ)量為１０ ５１６．１０ ｔ、碳密度為１５０．２３ ｔ／ ｈｍ２，董莊溝小流域天然草地的碳儲(chǔ)量為１３２．１０ ｔ、碳密度為２．２８ ｔ／ ｈｍ２。

２）楊家溝小流域約７０ ａ 來(lái)的水土保持植樹造林使碳儲(chǔ)量增加約１０ ３５６． ５０ ｔ，換算成碳匯增量為３８ ００８．３６ ｔ，碳匯密度約為５４２．９８ ｔ／ ｈｍ２。

３）楊家溝小流域水土保持植樹造林措施的單位面積碳匯效益為１．０ 萬(wàn)～３．５ 萬(wàn)元／ ｈｍ２，潛在碳匯價(jià)值為６８．５９ 萬(wàn)～２４４．２０ 萬(wàn)元。

參考文獻(xiàn)：

［１］ 閆鐘清，齊玉春，董云社，等．草地生態(tài)系統(tǒng)氮循環(huán)關(guān)鍵過(guò)程對(duì)全球變化及人類活動(dòng)的響應(yīng)與機(jī)制［Ｊ］．草業(yè)學(xué)報(bào)，２０１４，２３（６）：２７９－ ２９２．

［２］ 余新曉，賈國(guó)棟，鄭鵬飛．碳中和的水土保持實(shí)現(xiàn)途徑和對(duì)策［Ｊ］．中國(guó)水土保持科學(xué)（中英文），２０２１，１９（６）：１３８－１４４．

［３］ 崔利論，袁文平，張海成．土壤侵蝕對(duì)陸地生態(tài)系統(tǒng)碳源匯的影響［Ｊ］．北京師范大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版），２０１６，５２（６）：８１６－８２２．

［４］ ＮＡＶＥ Ｌ Ｅ，ＤＯＭＫＥ Ｇ Ｍ，ＨＯＦＭＥＩＳＴＥＲ Ｋ Ｌ，ｅｔ ａｌ．Ｒｅｆｏｒｅｓ?ｔａｔｉｏｎ ｃａｎ Ｓｅｑｕｅｓｔｅｒ Ｔｗｏ Ｐｅｔａｇｒａｍｓ ｏｆ Ｃａｒｂｏｎ ｉｎ ＵＳ Ｔｏｐｓｏｉｌｓ ｉｎ ａ Ｃｅｎｔｕｒｙ［Ｊ］． Ｐｒｏｃｅｅｄｉｎｇｓ ｏｆ ｔｈｅ Ｎａｔｉｏｎａｌ Ａｃａｄｅｍｙ ｏｆ Ｓｃｉｅｎｃｅｓ ｏｆ ｔｈｅ Ｕｎｉｔｅｄ Ｓｔａｔｅｓ ｏｆ Ａｍｅｒｉｃａ，２０１８，１１５（１１）：２７７６－２７８１．

［５］ 李智廣，王雋雄，王海燕．區(qū)域水土保持碳匯能力評(píng)估的指標(biāo)體系［Ｊ］．中國(guó)水土保持科學(xué)（中英文），２０２３，２１（１）：６４－７２．

［６］ 劉魏魏，王效科，逯非，等．全球森林生態(tài)系統(tǒng)碳儲(chǔ)量、固碳能力估算及其區(qū)域特征［Ｊ］．應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，２０１５，２６（９）：２８８１－２８９０．

［７］ ＣＨＥＮ Ｃ，ＰＡＲＫ Ｔ，ＷＡＮＧ Ｘ Ｈ，ｅｔ ａｌ．Ｃｈｉｎａ ａｎｄ Ｉｎｄｉａｌｅａｄ ｉｎ Ｇｒｅｅｎｉｎｇ ｏｆ ｔｈｅ Ｗｏｒｌｄ Ｔｈｒｏｕｇｈ Ｌａｎｄ?Ｕｓｅ Ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ［Ｊ］．Ｎａｔｕｒｅ Ｓｕｓｔａｉｎａｂｉｌｉｔｙ，２０１９，２（２）：１２２－１２９．

［８］ 張寶琦，劉斌，劉展，等．慶陽(yáng)市董志塬區(qū)“２０２１０８１８”暴雨洪水及損毀調(diào)查［Ｊ］．中國(guó)水土保持，２０２２（１１）：６１－６４．

［９］ 張娟，陳欽．森林碳匯經(jīng)濟(jì)價(jià)值評(píng)估研究：以福建省為例［Ｊ］．西南大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版），２０２１，４３（５）：１２１－１２８．

［１０］ 董凌勃，海旭瑩，汪曉珍，等．黃土高原退耕還草地植物群落動(dòng)態(tài)對(duì)生態(tài)系統(tǒng)碳儲(chǔ)量的影響［Ｊ］． 生態(tài)學(xué)報(bào)，２０２０，４０（２３）：８５５９－８５６９．

［１１］ 李?？诇Y才，曾偉生．基于森林清查資料的中國(guó)森林植被碳儲(chǔ)量［Ｊ］．林業(yè)科學(xué)，２０１１，４７（７）：７－１２．

［１２］ 曹先磊．碳交易機(jī)制下造林碳匯項(xiàng)目投資時(shí)機(jī)與投資期權(quán)價(jià)值分析［Ｊ］．資源科學(xué)，２０２０，４２（５）：８２５－８３９．

［１３］ ＡＮＷＡＲ Ｍｏｈａｍｍａｔ． Ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ Ｃａｒｂｏｎ Ｓｔｏｃｋｓ ａｎｄ Ｔｈｅｉｒ Ｃｈａｎｇｅｓ ｉｎ Ｃｈｉｎａ’ｓ Ｇｒａｓｓｌａｎｄｓ［Ｊ］．Ｓｃｉｅｎｃｅ Ｃｈｉｎａ（Ｌｉｆｅ Ｓｃｉ?ｅｎｃｅｓ），２０１０，５３（７）：７５７－７６５．

［１４］ ＬＩＵ Ｙ Ｙ，ＤＩＪＫ Ａ Ｉ Ｊ Ｍ Ｖ，ＪＥＵ Ｒ Ａ Ｍ Ｄ，ｅｔ ａｌ．Ｒｅｃｅｎｔ Ｒｅ?ｖｅｒｓａｌ ｉｎ Ｌｏｓｓ ｏｆ Ｇｌｏｂａｌ Ｔｅｒｒｅｓｔｒｉａｌ Ｂｉｏｍａｓｓ［Ｊ］．Ｎａｔｕｒｅ Ｃｌｉ?ｍａｔｅ Ｃｈａｎｇｅ，２０１５，５（５）：４７０－ ４７４．

［１５］ 許小明，張曉萍，何亮，等．黃土丘陵區(qū)不同恢復(fù)植被類型的固碳特征［Ｊ］．環(huán)境科學(xué)，２０２２，４３（１１）：５２６３－５２７３．

［１６］ ＸＩＡＯ Ｈ Ｂ，ＬＩ Ｚ Ｗ，ＣＨＡＮＧ Ｘ Ｆ，ｅｔ ａｌ．Ｔｈｅ Ｍｉｎｅｒａｌｉｚａｔｉｏｎ ａｎｄ Ｓｅｑｕｅｓｔｒａｔｉｏｎ ｏｆ Ｏｒｇａｎｉｃ Ｃａｒｂｏｎ ｉｎ Ｒｅｌａｔｉｏｎ ｔｏ Ａｇｒｉｃｕｌ?ｔｕｒａｌ Ｓｏｉｌ Ｅｒｏｓｉｏｎ［Ｊ］．Ｇｅｏｄｅｒｍａ，２０１８，３２９：７３－８１．

［１７］ 李凱榮，王佑民．黃土塬區(qū)剌槐林地水分條件與生產(chǎn)力研究［Ｊ］．水土保持通報(bào)，１９９０，１０（６）：５８－６５．

［１８］ 侯貴榮，畢華興，魏曦，等．黃土殘塬溝壑區(qū)刺槐林枯落物水源涵養(yǎng)功能綜合評(píng)價(jià)［Ｊ］．水土保持學(xué)報(bào)，２０１９，３３（２）：２５１－２５７．

［１９］ 彭鴻．林齡和立地對(duì)渭北黃土高原刺槐和油松人工林的影響［Ｊ］．西北林學(xué)院學(xué)報(bào)，２００１，１６（３）：１－６．

［２０］ 張景群，蘇印泉，徐喜明，等．黃土高原刺槐人工中齡林土壤碳匯［Ｊ］．東北林業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，２０１０，３８（１）：５０－５３．

【責(zé)任編輯 張智民】

基金項(xiàng)目：國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目（４２１７７３２３）；甘肅省自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目（２４ＪＲＲＭ０１０）