基于碳匯生產理念下的縣南溝流域退耕還林工程實施效果評價

顧文，趙阿麗，徐 健，王繼軍

（1.中國科學院 水利部 水土保持研究所，陜西 楊凌 712100；2.煙臺市水利建筑勘察設計院，山東 煙臺 264000；3.陜西省引漢濟渭工程協調領導小組辦公室，西安 710032；4.中國石油長慶油田分公司，西安 710018；5.西北農林科技大學，陜西 楊凌 712100）

長期以來，人們為發展經濟、解決生存問題，不惜以破壞自然資源為代價，特別是砍伐森林、大量使用化石燃料、過量施用化肥農藥，不合理的土地利用結構造成了碳排放量持續增加，從而引發溫室效應、氣候異常等自然問題［1］。聯合國政府間氣候變化專門委員會（IPCC）指出，農業溫室氣體排放量約占全球溫室氣體排放總量的14%［2］，可見減少農業碳排放是緩解全球變暖的有效途徑之一。本著改善生態環境的理念，我國在20世紀末實施了退耕還林工程。退耕工程在有效防治水土流失、涵養水源［3－4］的同時，改變了土地利用結構，通過不斷固定CO2減少大氣中溫室氣體含量［5］，使農戶成為實際的碳匯生產者。

退耕十多年來，關于退耕還林工程的研究一直是學者們關注的焦點。隨著退耕工程的實施，研究的內容逐漸由退耕還林工程政策和意義的闡述轉移到對退耕實施效果的評價上［6－7］。目前針對退耕還林工程實施效果的評價，主要側重于退耕工程可持續性評價和工程效益評價方面。例如，徐晉濤等利用農戶抽樣調查數據對退耕還林工程的成本有效性和經濟可持續性進行了評價［8－9］。謝旭軒等［10］通過建立“退耕還林可持續生計分析框架”探討了工程對農戶生計可持續性的影響。徐建英等［11］從糧食需求、經濟發展、退耕補償等問題評價了退耕還林工程的可持續性。退耕還林工程效益評價分為生態、經濟與社會效益，基本體現在保持水土、涵養水源、固碳釋氧、減少災害、改善小氣候、增加生物多樣性、改善農戶收入結構、提高農戶收入水平、糧食安全等方面［12－14］。而從碳匯的角度研究退耕還林工程主要集中在退耕生態補償、退耕碳匯潛力、退耕林碳儲量以及碳匯經濟效益等方面［15－20］，對退耕還林工程實施效果評價的研究相對滯后，由此而不能對退耕還林工程實施效果有一個全面的認識和評估。所以，從碳匯角度評價退耕還林工程，對于完善退耕還林工程評價方法具有重要意義。

縣南溝流域地處黃土高原腹地，曾是水土流失嚴重區域［21］，為進一步解決環境和生存問題，該流域實施了退耕還林工程，且退耕還林力度較大，不僅水土流失得到有效控制，而且林草植被恢復率和覆蓋度均得到大幅度提高，成為典型的退耕區域。同時該流域土地利用類型齊全，從溝口到溝頭呈現一個相對完整的景觀格局，適合從土地利用類型角度做退耕碳匯評價。鑒于此，本文選取縣南溝流域為研究區，以流域土地利用變化為切入點，通過計算不同土地利用類型碳匯量，分析退耕還林工程實施十余年來流域土地利用變化對碳匯的影響，以期為實現流域碳匯市場化和完善退耕還林工程評估方法提供借鑒。

1 研究區概況

縣南溝流域位于黃土高原中部的安塞縣沿河灣鎮，屬于典型的黃土丘陵溝壑區（東經109°12′12″—109°22′12″，北緯 36°41′24″—36°46′12″）。流域年降水量500～550mm，年際差異較大，且年內分配不均，降雨集中在7—9月份，屬大陸性干旱半干旱氣候。縣南溝是一個完整流域，流域總面積為5063 hm2，1999年開始實施退耕還林工程，目前林地1549 .80hm2，占總面積的30.55%，耕地 289.40 hm2，占總面積的5.70%，從溝口到溝頭依次分布著磚窯溝、方家河、畔坡山、崖窯、何塌、寨子灣6個行政單元。該流域自退耕還林工程實施以來，土地利用方式不斷轉變，林草植被面積不斷增加，農作物單產量提高，從而使碳生產量不斷增加，滿足以碳匯角度做退耕還林工程實施效果評價的要求。

2 研究思路、方法與數據來源

2.1 研究思路

退耕還林工程的實施改變了流域土地利用格局，以此為切入點，通過計算不同土地利用類型碳匯量與碳源量得到流域凈碳生產量，然后圍繞土地利用類型轉變這條主線，重點分析流域土地利用類型和結構變化對碳匯量的作用以及不同區位下土地利用結構不同致使的流域碳匯格局，以此評價退耕還林工程實施效果。

2.2 碳匯估算方法

在一個系統中，物質或信息流動是動態過程，把這些產生流的系統稱為源，接受流的系統稱為匯［22］。IPCC也定義了與源、匯概念密切相關的一個概念——庫（pool），庫如果在一定時間內流入碳的數量比流出的多，且相關系統是從大氣中凈吸收碳，則是匯。反之則是源［23］。若將農戶和農戶的土地看作是一個系統，則其在不同土地利用類型上的行為導致不同土地利用類型上產生不同的匯與源，即碳固定與碳排放過程。因此，對于以農戶為主導的碳匯估算，可以通過不同的土地利用類型求得。依據縣南溝流域農業生產的特點，將土地利用類型分為林地、草地、園地、耕地和建設用地。碳匯估算方法如下:

（1）凈碳生產量。凈碳生產量為各種土地利用類型上碳匯量與碳源量之差的總和，即林地、草地、園地、耕地和建設用地的碳匯量與碳源量之差的和。

式中:C——各種土地利用類型上的凈碳生產量（t）；Ci——第i種土地利用類型碳匯量（t）；Ei——第i種土地利用類型碳源量（t）。

（2）林地碳匯量。對于林地庫而言，流入庫內的碳量遠比流出的多，因此林地表現為碳匯，且其碳源量可忽略不計，即E林＝0［24］。林地固碳量參考劉迎春等的研究［25］，采用生物量法估算，在每木檢尺的基礎上利用樹種異速生長方程計算植株各組分生物量，用各組分含碳率轉換成碳儲量，再用相鄰年份碳儲量做差可得年固碳量。固碳量公式可表示為:

式中:C林t——第t年林地碳儲量（t）；C林——林地固碳量（t）；WS——樹干生物量（kg／株）；WB——樹枝生物量（kg／株）；WL——樹葉生物量（kg／株）；WP——樹皮生物量（kg／株）；WR——地下部分生物量（kg／株）；a——樹干含碳率；b——樹枝含碳率；c——樹葉含碳率；d——樹皮含碳率；e——地下部分含碳率；ρ林——林地密度（株／hm2）；A林——林地面積（hm2）。

縣南溝流域內林地絕大部分樹種為刺槐（Robinia pseudoacaia），因此，選擇刺槐異速生長方程。根據張柏林和張景群等的研究［26－27］，刺槐各組分異速生長方程和含碳率如表1所示。

表1 刺槐各組分異速生長方程和含碳率

（3）草地碳匯量。草地生態系統通過光合作用固定著大氣中的CO2，在植物完成其生活史之后，草地植被融入土壤，增加了土壤碳含量。因此草地固碳量可用草地固碳系數乘以草地面積得到，即:

式中:C草——草地固碳量（t）；ξ草——草地碳匯系數［t／（hm2·a）］；A草——草地面積（hm2）。根據方精云等的研究［28］，本研究草地碳匯系數采用0.021t／（hm2·a）。

（4）耕地碳匯量。耕地上生長著不同的作物，不同作物通過光合作用同化空氣中CO2，合成碳水化合物，積累干物質的能力不同。依據不同作物反映出的不同同化能力，可推算出作物的含碳量，即作物固碳量。作物生長過程施肥、作物收獲后根系和少量秸稈經過翻耕后進入土壤都增加了土壤碳含量。土壤固碳通過耕地平均土壤固碳速率估算［29］。耕地固碳公式如下:

式中:C耕——耕地固碳量（t）；Cj——第j種作物固碳量（t）；μ——耕地平均土壤固碳速率［t／（hm2·a）］；A耕——耕地面積（hm2）。Cf——第j種作物合成有機質 （干質量）所需要 吸收 的 碳 （碳 吸收率）［30］；Dw——第j種作物生物產量；Yw——第j種作物經濟產量；Hj——第j種作物經濟系數；rj——第j種作物的含水率。主要農作物的經濟系數和碳吸收率取值如表2所示［23，31］。

表2 我國主要農作物經濟系數與碳吸收率

耕地的投入形式多樣，因此其碳排放形式也較復雜。本文選擇作物播種后到下一次作物播種前為邊界估算排碳量，主要考慮化肥及農藥施用、地膜使用、秸稈利用、灌溉以及農業機械總動力引起的碳排放。其中秸稈利用包括焚燒和用作牲畜飼草兩部分，用作飼草部分在牲畜排碳中計算，此處不做重復計算。耕地排碳量計算如下:

式中:E耕——耕地碳排放量（t）；Eg——氮肥、磷肥、鉀肥、農藥、地膜以及秸稈引起的碳排放；Em——農業機械引起的碳排放（t）；λ——灌溉碳源系數（t／hm2）；A耕——耕地面（hm2）；Bg——氮肥、磷肥、鉀肥、農藥、地膜使用量以及秸稈焚燒量（t）；δg——氮肥、磷肥、鉀肥、農藥、地膜以及秸稈引起碳排放系數，g＝1～7，單位為t（C）／t；τ＝0.01647t／hm2，σ＝1.8×10－4t／hm2。式中系數參考 West、逯非、羅良國等的研究［32－34］。

（5）園地碳匯量。由于國內外文獻均缺乏對園地固碳能力的計算，葉浩等［35］在計算園地碳匯量時采用園地同林地有相等固碳能力的處理方式。但本文考慮到園地有同林地不同的造林密度，在假定園地有同林地相等生長能力的前提下，采用造林密度比估算園地碳匯能力。即在計算得到林地每年的碳匯量后，除以相應的面積即可得到林地每年固碳系數。依據林地同園地造林密度的不同推算園地固碳系數，再乘以園地面積即得園地固碳量。園地固碳量表示為:

對于園地庫而言，其庫內不僅有碳的流入，還有由于化肥農藥、農業機械等的使用以及灌溉造成的碳排放。但就本研究而言，考慮到流域機械化程度較低和調研難度，本文對于園地碳排放只考慮化肥使用和灌溉因素，因此其排碳量可表示為:

式中:E園——園地碳排放量（t）；Bg——氮肥、磷肥、鉀肥、農藥使用量（t）；δg——氮肥、磷肥、鉀肥、農藥引起碳排放系數，g＝1～4［（tC）／t］。

（6）建設用地排碳量。建設用地包括商業用地、工業用地、住宅用地、交通用地等。這些類別用地只有碳源，不生產碳匯。在縣南溝流域內，建設用地碳排放包括生產生活碳排放、能源消耗碳排放以及牲畜引起CH4的排放，因此建設用地的排碳量可表示為:

式中:η——住宅用地碳源系數［t／（m2·a）］；A建——住宅用地面積（m2）；Mj——第j種能源消耗的標準煤量（t）；fj——第j種能源消耗的碳排放轉換系數；γk——第k種牲畜的CH4排放系數［10－3t／（頭·a）］；Nk——第k種牲畜的數量（頭）；25為CH4的全球增溫潛勢（global warming potential，GWP）［36］，即排放到大氣中的1tCH4與同期1tCO2所產生的輻射強度之比為25∶1。根據賴力的研究［37］，本文選取陜西省城鄉居住用地碳排放系數，η＝1.198×10－3t（C）／（m2·a）。牲畜的胃腸發酵和排泄物的CH4排放系數采用IPCC（2006）公布數據，見表3，其中胃腸發酵CH4排放系數存在±30%～50%的不確定幅度，排泄物約±30%。

表3 牲畜的CH4排放系數 10－3t／（頭·a）

以往的研究對于不同土地利用方式固碳量或排碳量的計算多采用碳吸收或碳排放系數的單一形式［38－39］，并沒有針對各種土地利用類型的特點分別對待。而本文針對各種土地利用類型利用方式的不同，采用不同方法分別計算。鑒于退耕還林工程實施后林地面積在不斷增加且不同林齡林木生長速度不同，所以林地的固碳量計算采用異速生長方程生物量法。園地在計算固碳量時采用與林地等同生長能力的處理，但考慮到園地同林地密度的不同，按密度比例計算。耕地則是依據種植作物的不同分別計算各種作物的固碳量。園地與耕地排碳量的計算是依據不同投入方式。草地固碳能力年際變化較小，因此采用碳吸收系數計算。生產建設用地則分為住宅用地、能源消耗和牲畜，分別采用各自碳排放系數計算。

2.3 土地利用變化

土地利用類型動態度［40］可以用來表示在特定區域一定時間范圍內某種土地利用類型的數量變化情況，其表達式為:

式中:K——在研究時段內某一土地利用類型的動態度；Ua，Ub——研究期始和研究期末某一土地利用類型面積；T——研究期長。本文T采用年為單位，則K表示某種土地利用類型的年動態度。

2.4 數據來源

選取安塞縣縣南溝流域1999—2012年的數據進行碳匯—碳源分析，探求縣南溝流域土地利用類型和結構變化對碳增匯的影響。文章數據來源包括本課題組對縣南溝流域土地利用變化調研資料的積累，流域農用地投入產出資料的積累，流域實測資料，以及對已發表學術論文固碳系數與排碳系數的搜集。

3 結果與分析

3.1 1999－2012年碳匯態勢變化及其動因分析

根據上述計算方法，利用縣南溝流域土地利用變化數據和流域農用地投入產出數據，測算了1999—2012年縣南溝流域不同土地利用類型固碳量和排碳量（表4）。

由表4可以看出，1999—2012年縣南溝流域凈碳匯量呈先波動增長而后迅速增長趨勢，以2003年為界，凈碳匯速率由1999—2003年的8.36%增加到2003—2012年的15.92%，到2012年凈碳匯量（6433 .63t）已是1999年（1982 .22t）的3.25倍，增長明顯。這主要是退耕還林工程改變了流域土地利用結構，大量坡耕地、荒地轉化成林地所致。其中林地碳匯量以年平均1.08倍的速度遞增，碳匯比例也由1999年的60.0%增加到2012年的87.1%，是流域凈碳增匯的主要原因；耕地碳匯量在波動中保持穩定，但固碳比例在下降，是流域碳匯的次要貢獻者；園地在2008年之前為碳源，之后為碳匯，是經濟林生長固碳量逐漸大于化肥等排碳量的結果；建設用地表現為凈碳排放，主要是由建設用地生產生活、能源消耗以及牲畜胃腸發酵CH4排放導致。

表4 1999－2012年縣南溝流域不同土地利用類型碳匯量估算結果 t

3.1.1 土地利用類型對碳匯量變化的作用 退耕還林工程的實施，改變了農用地土地利用結構，林地面積的大量增加、耕作理念的轉變和畜牧業減少是導致碳匯量變化的主要原因。可通過不同土地利用類型與碳匯量圖（圖1）分析不同土地利用類型對碳匯量變化的作用。

受國家退耕還林政策的影響，自1999年開始，縣南溝流域開始大面積退耕，由此導致土地利用結構得以調整。1999—2008年，流域內林地面積增加1175 hm2，增加量占流域面積的23.2%（圖1a），在2008年之后，流域內水土流失嚴重的現狀基本得到治理，環境得到有效改善，因此不再退耕［41］，流域內林地面積保持穩定。然而林地固碳量與面積增加比例關系不明顯，2008年之前林地面積增長速度為34.87%，年均固碳量為3372 .96t，而2008年之后林地面積不再更加，年均固碳量卻增長到5530 .56t。在外界環境不變的前提下，植被固碳能力與植被生長周期相關。1999—2003年退耕植被固碳能力從1.02t／（hm2·a）增長到1.48t／（hm2·a），增速為11.27%，而2012年的固碳能力卻增加到 3.74t／（hm2·a），增速為16.97%。可見，流域內植被已進入速生期，在其進入成熟林之前，其碳匯能力在不斷增加。

園地雖是退耕林的一部分，但其在退耕后很長一段時間內表現為碳排放，與生態林碳效應截然相反（圖1b）。在退耕初期由于果樹苗木生長緩慢，加之化肥等的投入產生碳排放，因此退耕后園地首先表現為碳排放。在農戶管理水平提高和化肥的作用下果樹生長提高，園地固碳量增加，逐漸表現為碳匯。在2006年后，園地凈碳排放逐漸減少，到2012年時表現為碳匯，但僅有6.41t的固碳量。

草地碳匯量的大小主要取決于草地面積（圖1c）。原因在于草地生態系統固碳年際變化很小，草地面積的大小決定了草地固碳量。1999—2012年隨著草地面積的減少，草地碳匯量從62.91t／a降低到46.58 t／a。這與退耕還林政策密切相關，流域在退耕過程中，有一部分人工草地轉化為生態林，在2005年之后，退耕效益初見成效，流域內各種土地利用類型面積達到相對平衡狀態，草地面積變化甚微，碳匯量也保持平衡。

耕地作為農業生產主要對象之一，不僅解決了流域吃糧問題，而且在流域碳增匯方面起到一定作用，主要是由耕作方式與種植結構的改變所致。圖1d顯示耕地碳匯量與耕地面積并不成正比，隨著流域退耕的實施，流域內耕地面積在減少，而碳匯量卻呈波動中下降又上升的趨勢。原因在于隨著退耕的進行，流域耕地面積急劇減少，從而導致耕地碳匯隨之減少。而后農戶摒棄了“廣種薄收”的耕作理念，改為集約化耕作，農業現代化技術的應用提高了土地生產力，使得耕地單位面積產量與總產量均有所增加，耕地碳匯逐漸增加。為進一步研究耕地固碳效應，作不同作物固碳效率圖（圖2），從圖中可以看出，固碳效率最高的是菜類，2010年時出現峰值11.11t／hm2，平均為8.37t／hm2，其主要原因是菜類的生產大都在大棚內，在有限的土地面積上其產量之高相當于大田菜的幾倍至十幾倍，因此其固碳效率遠高于其他作物。其次玉米與薯類的固碳效率相對其他作物較高，1999—2012年平均固碳效率分別為6.21t／hm2和4.01 t／hm2，而其他作物固碳效率最高為3.65t／hm2。玉米和薯類的種植面積占耕地總面積的30%～57%，是流域主要作物品種，對流域耕地固碳量的影響程度較大。僅從固碳效應方面講，菜類、玉米、薯類的固碳效應最好，但菜類又可取得良好的經濟效益，因此在今后的種植過程中，可適度增加菜類的種植比重。

圖1 不同土地利用類型面積與固碳量關系

建設用地排碳量主要與農戶生產生活、能源消耗和牲畜胃腸CH4排放有關。退耕十余年來，退耕區一直實行嚴格的禁牧政策，牛羊數量的大幅度減少是流域建設用地碳排放減少的直接原因。到2005年，流域內大牲畜數量降到最低，碳排放量相應最低。之后流域家庭舍飼養殖有所增加，加之流域現代化水平提高增加了能源的消耗，碳排放量相應有所增加。

圖2 不同作物固碳效率變化

3.1.2 土地利用結構調整對碳匯量變化的作用 土地利用動態度指數是對土地利用過程的定量表達，它可以反映出土地利用變動的劇烈程度。通過計算1999年和2012年縣南溝流域土地利用變化情況（表5）可以看出，13a間面積增加的有林地、園地和建設用地，其中林地動態度高達24.14%，是林地固碳比例大幅增加的主要原因之一，另一關鍵因素是林木生長速度隨著退耕年限逐漸增加。耕地和草地面積減少，其中耕地的動態度變化較大，為－4.94%。林地和耕地是主要的固碳類型，到2012年，林地和耕地面積比例達到36.33%，固定了約95%的CO2。流域整體固碳比例由75.03%增加到95.39%，這也進一步驗證了退耕還林工程已使農戶成為實際意義上的碳匯生產者。

3.2 不同區位的碳匯空間差異分析

縣南溝是一完整流域，自退耕還林工程實施以來，該流域土地利用結構不斷得到調整，但由于各行政村所處區位的不同，導致退耕力度及土地利用結構不同，從而引起碳匯差異。到2008年，流域土地利用結構已穩定，基本實現生態經濟平衡狀態。因此，選擇較近年份2012年作為流域碳匯空間異質性分析。

表5 1999－2012年縣南溝流域土地利用類型變化 %

由表6可以看出，與1999年相比，2012年各村土地利用結構均發生較大變化。1999年耕地比重較大，流域側重于農業生產；在退耕政策下，流域2012年林草土地面積比重增加明顯，生態產品大量增加。用林地比重表示退耕力度，則位于溝口的磚窯溝、位于溝頭的寨子灣退耕力度相對較大，而位于溝中部的畔坡山、方家河、崖窯、何塌等村退耕力度相對較小（圖3），退耕力度較大的村莊地均凈碳匯量也大。結合表6發現，地均凈碳匯量最大的兩個村（磚窯溝、寨子灣）卻有著完全相反的土地利用結構。磚窯溝林草地面積與耕地面積比最大，但其林地分布相對分散［42］，林木生長質量相對較差，依靠大面積林地生產較多碳匯；而寨子灣村林草面積與耕地面積比最小，其連接成片的林地使林木生長質量較好，依靠均衡的土地利用結構生產較多碳匯。在具有同等碳匯能力的情況下，寨子灣村的土地利用結構較為均衡。

表6 1999年和2012年各村土地利用結構對比

圖3 地均凈碳匯量與林地比重

從碳匯總量的角度來看（圖4），寨子灣各種土地利用類型碳匯量或碳源量均高于其它各村，其碳匯量為2264 .10t，占流域總碳匯量的33.10%，地均凈碳匯量也是最高，為1.79t／（hm2·a）。何塌村碳匯量為344.89t，僅占流域總量的5.04%，地均凈碳匯量也是最低，為1.12t／（hm2·a）。

圖4 2012年縣南溝流域各村凈固碳量／排碳量

4 結論與討論

碳匯是連接退耕還林工程與CDM的媒介，在退耕還林的過程中，農戶成為碳匯的實際生產者，因此基于碳匯生產理念下對退耕還林工程評價具有重要的現實意義。縣南溝流域退耕10余年來，土地利用結構不斷變化，碳匯生產結構也隨著土地利用結構以及區位條件的變化發生改變，總碳匯量不斷增加，碳匯潛力增大，退耕效果顯著。

（1）退耕還林工程的實施，使縣南溝流域碳匯量增加，2012年凈碳匯量比1999年多4451 .41t。不同土地利用類型的碳匯量表現出林地＞耕地＞園地＞草地＞建設用地。退耕林地是流域碳匯量增加的主要原因，林地碳匯比例由1999年的56.81%增加到2012年的87.11%；耕地碳匯比例盡管有所下降，但其固碳效率的提高使其仍有較高的凈碳匯量；園地由碳源轉為碳匯，亦對流域凈碳匯做出貢獻。

然而在退耕已達到適度規模的縣南溝流域，為進一步提高流域碳匯量，對林地而言重點應放到提高退耕林生長質量上；而對于耕地，適當增加固碳能力較強的大棚菜、玉米和薯類的種植比例可以提高耕地固碳量；另外深施化肥、平衡化肥、有機與無機肥相結合、長效肥料可以提高肥料利用率，在保證產量的同時可降低碳排放［43］。

（2）縣南溝流域不同區位、不同退耕力度形成了土地利用結構的差異，導致其碳匯之間的差異。溝口與溝頭的村莊碳匯能力較強，總體表現出碳匯能力寨子灣＞磚窯溝＞畔坡山＞崖窯＞方家河＞何塌村。

（3）在國家禁牧和禁止砍伐的政策下，退耕林地與退耕草地碳匯產品自然存在；耕地是除林地外最大的碳匯用地，但其碳匯產品糧食籽粒和秸稈大部分被農戶食用、出售、焚燒及飼草的方式消耗掉，參與下一步的大氣循環［44］，因而耕地碳匯只有土壤固碳部分能納入CDM框架下碳交易產品。所以，能進入CDM框架下可交易碳匯的主要是退耕林地和退耕草地。

（4）退耕還林工程通過林草地面積的直接增加提高凈碳匯量，通過土地利用結構的調整、耕作方式和種植結構的轉變也增加了流域碳匯量；同時伴隨著禁牧政策的實施，原有林草地得到了有效保護，林草生長量及植被覆蓋度增加，亦增加了碳匯，盡管如此，區分退耕還林工程實施前原有林草地因該工程的實施而增加的碳匯潛力依然是精確測量退耕還林工程實施效果的關鍵，有待進一步研究。

在國際碳交易的大背景下，將碳匯與清潔發展機制（CDM）相結合，通過建立健全的碳交易機制，將退耕還林碳匯商品化、市場化，可穩固退耕成果，彰顯退耕還林碳匯效果，實現退耕生態效益與經濟效益的融合。

致謝:承蒙中國科學院水利部水土保持研究所安塞水土保持綜合試驗站曹清玉老師和侯喜祿老師對數據調研、劉佳對文章圖表制作、李振煒對英文摘要修改的幫助，特此致謝。

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