草地生態(tài)管理下內(nèi)蒙古草地土壤有機(jī)碳庫動態(tài)研究

羅文蓉，胡國錚，高清竹 (中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展研究所/ 農(nóng)業(yè)部農(nóng)業(yè)環(huán)境與氣候變化重點實驗室，北京 100081)

全球氣候變化和溫室效應(yīng)加劇對人類生存安全和社會經(jīng)濟(jì)發(fā)展構(gòu)成極大威脅[1]，CO2減排增匯已成為減緩氣候變化的重要途徑之一。作為《聯(lián)合國氣候變化框架公約》和《京都議定書》的締約方，我國是全球排放量最大的發(fā)展中國家之一，在應(yīng)對氣候變化國際合作模式下，我國已鄭重承諾到2020年單位國內(nèi)生產(chǎn)總值(GDP)的CO2排放強(qiáng)度比2005年下降40%～45%[2]，且將在2030年之前穩(wěn)定CO2等溫室氣體的排放[3]。減少碳排放的同時增加碳匯能為我國贏得更大的經(jīng)濟(jì)發(fā)展空間。

土壤碳庫是生態(tài)系統(tǒng)碳匯潛力的一項重要指標(biāo)。草地生態(tài)系統(tǒng)作為全球變暖反應(yīng)最明顯的生態(tài)系統(tǒng)之一，約占全球陸地面積的1/5[4]，其碳儲量約占陸地生態(tài)系統(tǒng)的1/3[5]。由于草地所處的特殊地理位置和氣候條件，其地下部分土壤有機(jī)質(zhì)分解普遍較慢，作為碳匯用地的作用更為明顯。據(jù)估計，我國草地土壤碳儲量約占全球土壤有機(jī)碳儲量的9.7%～22.5%[6]。其中內(nèi)蒙古自治區(qū)擁有天然草原13億畝，占全國草原總面積的1/5[7]，是我國草地碳匯重要區(qū)域，也是我國北方重要的生態(tài)安全屏障。近年來，由于過度放牧、不合理開墾及氣候變化等原因，草地出現(xiàn)了不同程度退化[8-9]，導(dǎo)致土壤有機(jī)碳含量下降[10-11]。有研究顯示，以內(nèi)蒙古草原為主體的北方草地在1989—2007年間土壤有機(jī)碳流失約3.47 Pg，占全國草地土壤有機(jī)碳流失量的94.7%[12]。為遏制草地退化、改善生態(tài)環(huán)境，近年來我國政府實施了一系列草地生態(tài)建設(shè)工程，主要通過優(yōu)化草地管理措施，使退化草地植被生產(chǎn)力在一定程度上得以恢復(fù)[13-16]，以增加草地土壤碳匯，提高固碳潛力[16-18]。

筆者以內(nèi)蒙古歷年的草地管理面積為基礎(chǔ)，采用IPCC Tier 2方法估算不同管理措施下內(nèi)蒙古草地土壤有機(jī)碳庫的大小及動態(tài)變化，在分析和探索草地碳匯建設(shè)基礎(chǔ)上為我國北方草地生態(tài)系統(tǒng)的保護(hù)提出更合理的管理建議。該研究不僅在草地生態(tài)建設(shè)成效評估方面具有重要意義，也可為草地生態(tài)系統(tǒng)的可持續(xù)管理提供科學(xué)支持。

1 研究區(qū)與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

內(nèi)蒙古自治區(qū)位于我國北部邊疆，由東北向西南斜伸，呈狹長形，南北跨緯度15.98°，東西跨經(jīng)度28.87°，全區(qū)地勢較高，平均海拔1 000 m左右，年平均氣溫為0～8 ℃，年降水量為50～450 mm，降水由東北向西部遞減，氣候以溫帶大陸性季風(fēng)氣候為主，只有大興安嶺北段地區(qū)屬于寒溫帶大陸性季風(fēng)氣候區(qū)。地帶性土壤由東向西依次為黑土壤、暗棕壤、黑鈣土、栗鈣土、棕壤土、黑壚土、灰鈣土、風(fēng)沙土和灰棕漠土。草地類型主要包括溫帶草甸草原、溫帶典型草原、溫帶荒漠草原。其中，溫帶草甸草原以羊草(Leymuschinensis)、貝加爾針茅(Stipabaicalensis) 為建群種；溫帶典型草原以羊草、針茅 (Stipacapillata)、大針茅(Stipagrandis)、克氏針茅(Stipakrylovii) 和冷蒿(Artemisiafrigida) 為建群種；溫帶荒漠草原以小針茅(Stipaklemenzii)、無芒隱子草(Cleistogenessongorica) 為建群種。

1.2 數(shù)據(jù)來源

1.2.11981—1995年內(nèi)蒙古草地管理面積

由于2000年以前的內(nèi)蒙古草地管理面積數(shù)據(jù)缺失，采取對應(yīng)年份等比例換算的方法，首先獲取全國草地管理面積數(shù)據(jù)，參考對應(yīng)年份在20 a后的各項草地管理措施，按照內(nèi)蒙古在全國的面積占比計算當(dāng)年的內(nèi)蒙古草地管理面積。通過《中國草地資源》[19]獲取1983—1993年全國草地當(dāng)年和現(xiàn)存圍欄面積以及人工種草面積，通過2000年后的《中國草業(yè)統(tǒng)計》[20-22]獲取全國草地2001年后各管理措施面積的時間序列數(shù)據(jù)。通過統(tǒng)計回歸的方法建立回歸模型，對缺失的草地管理面積數(shù)據(jù)進(jìn)行插補(bǔ)。

1.2.22001—2015年內(nèi)蒙古草地管理面積

根據(jù)《中國草業(yè)統(tǒng)計》獲取2001—2015年內(nèi)蒙古禁牧、休牧、輪牧、圍欄、改良和人工種草6類草地管理措施面積原始數(shù)據(jù)，為避免與禁牧管理面積重疊，圍欄面積只計入當(dāng)年新增面積，其他管理措施以現(xiàn)存面積計入。由于《中國草業(yè)統(tǒng)計》中的草地面積沒有進(jìn)行動態(tài)調(diào)整，因此通過等比例換算方法，依據(jù)國土資源部公布的草地面積數(shù)據(jù)[23]，將內(nèi)蒙古自治區(qū)的草地管理面積進(jìn)行換算。

1.2.3內(nèi)蒙古各類型草地面積

內(nèi)蒙古各類型草地面積由草地管理面積按各類型草地比例計算得到。比例系數(shù)分別為溫帶草甸草原25%，溫帶典型草原35%，溫帶荒漠草原40%。

1.3 研究方法

研究區(qū)的草地治理主要包括禁牧、休牧、輪牧、圍欄、改良和人工種草6種管理措施。針對溫帶草甸草原、溫帶典型草原、溫帶荒漠草原3種草地類型，分析上述管理措施對草地土壤有機(jī)碳庫的影響。

采用文獻(xiàn)[24]中草地土壤碳計算的Tier 2方法估算因草地管理措施而導(dǎo)致的第1個20 a地表30 cm土層有機(jī)碳儲量的變化。

ΔC=(RSOC,T-RSOC,0)/T，

(1)

RSOC=DSOC×A，

(2)

ΔC=(DSOC×AT-DSOC×A0)/T

=(AT-A0)DSOC/T。

(3)

式(1)～(3)中，ΔC為土壤碳儲量年變化量，t·a-1；RSOC為土壤有機(jī)碳儲量，t；RSOC,0為初始土壤有機(jī)碳儲量，t；RSOC,T為T年后土壤有機(jī)碳儲量，t；T為時間，a；DSOC為土壤有機(jī)碳碳密度，萬t·km-2；A為管理活動面積，km2；A0為初始管理面積，km2；AT為T年后管理面積，km2。由此可見，草地管理活動面積和土壤有機(jī)碳密度是決定草地管理碳匯量的關(guān)鍵因素，因此將在接下來分別闡述管理活動面積和土壤有機(jī)碳密度的估算方法。

1.3.1內(nèi)蒙古草地管理活動面積

1981—1995年內(nèi)蒙古草地管理面積依據(jù)不同類型草地管理面積的變化趨勢建立對應(yīng)的擬合模型計算插補(bǔ)獲得。其中禁牧、休牧、輪牧、現(xiàn)存圍欄和改良采用指數(shù)模型〔A=b×exp (aY)〕。由于當(dāng)年圍欄面積無顯著性規(guī)律，采用擬合現(xiàn)存圍欄面積差值計算當(dāng)年圍欄面積(A=AY-AY-1)，而人工草地采用線性模型擬合(A=aY+b)。具體擬合模型及相應(yīng)參數(shù)值見表1。

表1 草地管理面積擬合模型

A為草地管理面積，Y為年份。

2001—2015年內(nèi)蒙古的草地管理面積具體換算方法如下：

(4)

式(4)中，Ac為換算后管理面積，km2;Ao為原始管理面積，km2;APo為原始草地面積，km2;APc為國土資源部公布的草地面積，km2;Aot為原始管理面積總和,km2。

1.3.2草地土壤有機(jī)碳密度

草地各管理活動的土壤有機(jī)碳密度根據(jù)不同類型草地土壤的有機(jī)碳本底碳密度以及排放的因子計算獲得。

DSOC=DSOCREF×FM×FD。

(5)

式(5)中，DSOCREF為土壤有機(jī)碳本底碳密度，萬t·km-2(以C計)；FM為草地管理排放因子；FD為草地退化排放因子。

(1)草地土壤本底碳密度

土壤本底碳密度是指同一時段同一區(qū)域無任何管理措施時草地土壤有機(jī)碳儲量值。

DSOCREF=WOM×d×DB×0.58。

(6)

式(6)中，WOM為土壤有機(jī)質(zhì)含量，%；d為土層深度，該研究取值30 cm；DB為土壤容重，g·cm-3。

根據(jù)中國科學(xué)院南京土壤研究所提供的《中華人民共和國土壤圖及說明(1∶400萬)》[25]、中國科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所提供的土壤有機(jī)碳分布圖(空間分辨率為1 km×1 km)、美國國家地理數(shù)據(jù)中心(National Geophysical Data Center)提供的土壤(0～30 cm土層)有機(jī)碳含量和容重數(shù)據(jù)、聯(lián)合國糧食與農(nóng)業(yè)組織(FAO)土壤有機(jī)質(zhì)含量和土壤容重數(shù)據(jù)等，疊加《中華人民共和國植被圖(1∶100萬)》[26]，以草地面積進(jìn)行加權(quán)，計算各草地類型的土壤有機(jī)質(zhì)含量和土壤容重數(shù)據(jù)(表2)。

(2)草地管理排放因子

通過檢索獲得內(nèi)蒙古草地管理措施和土壤有機(jī)碳儲量變化方面的文獻(xiàn)近100篇，參照以下條件進(jìn)行篩選：實驗持續(xù)時間>2 a，土樣采自0～30 cm土層，實驗時段的起止年清楚，實驗時段的各管理措施下土壤有機(jī)碳的初始值和變化值明確。最終獲得符合條件的文獻(xiàn)22篇。結(jié)合研究團(tuán)隊多年積累成果，對3種草地類型中6種生態(tài)管理措施下的土壤有機(jī)碳變化因子(表3)采用整合分析(Meta-analysis)方法進(jìn)行分析，修訂IPCC優(yōu)良做法中的缺省值，以95%置信區(qū)間為有機(jī)碳變化因子的不確定性范圍。

表2 草地土壤本底碳密度

表3 草地管理措施的土壤碳變化因子

(3)草地退化排放因子

由于草地退化土壤有機(jī)碳方面缺乏數(shù)據(jù)，各類型草地退化的碳排放因子采用了IPCC指南中的缺省值(表4)，按照各類型草地退化比例計算獲得各類型草地退化排放因子，以生態(tài)工程實施之初2000年的內(nèi)蒙古草地退化比例為依據(jù)進(jìn)行測算(表5)[27-28]。

FD=∑RDi×FDi。

(7)

式(7)中，RDi為i退化程度的草地面積占比，%；FDi為i退化程度的草地碳排放因子。

表4 內(nèi)蒙古退化草地土壤的碳排放因子(FD)

表5 內(nèi)蒙古退化草地面積占比(RD)

1.3.3內(nèi)蒙古草地土壤碳密度參考值

依據(jù)式(4)計算得到內(nèi)蒙古草地管理措施的土壤有機(jī)碳密度(表6)。

2 結(jié)果與分析

2.1 內(nèi)蒙古草地管理面積情況

1981—1995年各管理措施下的草地面積呈增加趨勢，無管理措施草地面積不斷下降(圖1)。不同管理措施面積增速不同，增速最快的是人工種草，為1 420.30 km2·a-1；其次是禁牧，面積由1981年的3 287.51 km2上升到1995年的20 567.41 km2，年均增長速率為1 234.28 km2·a-1；最低的是圍欄，為179.30 km2·a-1。不同管理措施下的草地面積上升幅度也不同，其中最大的是休牧，高達(dá)577.85%；最小的是改良，為42.61%。隨著草地管理面積不斷增加，無管理草地面積不斷減小，其降低速率為4 655.40 km2·a-1。

2001—2015年各管理措施下的草地面積變化動態(tài)呈現(xiàn)不一致性，均與1981—1995年的變化趨勢不同(圖1)。禁牧、休牧均與時間呈顯著正相關(guān)(P<0.01)，其中禁牧面積由2001年的30 661.02 km2增加到2015年的27 3467.49 km2，上升幅度為791.91%，年均增長速率為17 343.32 km2·a-1。2001—2015年輪牧面積整體呈斷崖式變化，2001—2010年呈線性增長(P<0.01)，2010年面積高達(dá)50 246.57 km2，而在2011年面積突然減少為4 834.82 km2，在這之后急速下降，2014和2015年無輪牧面積，這些變化可能與地方規(guī)劃政策的改變有關(guān)；圍欄面積隨時間推進(jìn)呈顯著減少趨勢(P<0.05)，除2006年外，其他年份均低于30 000 km2，且減少的圍欄草地面積主要轉(zhuǎn)移到禁牧措施下；改良面積在15 598.80～23 528.07 km2之間，人工種草面積變化也無明顯規(guī)律性，整體無明顯變化趨勢，平均為32 140.80 km2?？傮w上，草地管理面積隨時間顯著增加，無管理草地面積顯著減少。

表6 內(nèi)蒙古草地管理措施的土壤有機(jī)碳密度

圖1 2001—2015年內(nèi)蒙古不同管理措施下的草地面積變化

在不同管理措施下，溫帶草甸草原、溫帶典型草原、溫帶荒漠草原面積占比的變化情況基本一致，但就同一類型草原而言不同管理措施在各年份草地面積的20 a變化量不同(圖2)。其中2001—2015年禁牧與休牧面積的變化值增加，且在2011年之后迅速增加，兩者變化面積之和占當(dāng)年草地管理面積的比例最大，平均高達(dá)86.66%；輪牧面積的變化值在2001—2010年不斷增加，而2011年之后迅速減少；其他管理措施(圍欄、改良和人工種草)草地面積變化值整體呈降低趨勢，占比逐年減小，平均僅為13.34%。這使得2011—2015年各年份管理草地變化面積較其余年份大，且禁牧與休牧變化面積值之和占當(dāng)年草地管理面積的98%以上。

2.2 內(nèi)蒙古草地土壤碳儲量年變化量

3種草地類型在不同管理措施下土壤碳儲量變化相似，但就同一類型草原而言，不同管理措施在各年份土壤碳儲量變化量有所差別(圖3～4)。禁牧和休牧措施下土壤碳儲量年變化量在2001—2015年顯著上升，而在輪牧和圍欄下顯著降低(P<0.05)，其中2011年輪牧下土壤碳儲量年變化量為(-6.59 ± 0.84) 萬t·a-1，在改良措施下無顯著變化。盡管人工種草面積無顯著變化趨勢，但人工種草措施下土壤碳儲量年變化量在2006—2010和2011—2015年顯著降低(P<0.05)。綜上，放牧管理措施明顯促進(jìn)了內(nèi)蒙古草地的土壤固碳作用。

2001—2015年不同類型草地土壤碳儲量年增長速率均呈增加趨勢(圖5)。2001—2010年土壤碳儲量波動增加且增速平緩，2011年急速增加但年增長速率逐年降低。2006—2010年不同類型草地土壤碳儲量年變化量較2001—2005年有所增加，但并無顯著性差異。2011—2015年土壤碳儲量年變化量均較前2個時段顯著增加(P<0.05)。2001—2015年，溫帶草甸草原、溫帶典型草原和溫帶荒漠草原的土壤碳儲量年平均變化量分別為(154.36±58.45)、(174.22±74.70)和(145.11±57.62) 萬t·a-1，其估算的不確定性分別為38.68%、44.25%和40.08%。2001—2005年、2006—2010年、2011—2015年3個時段的土壤碳儲量年變化量依次為(298.70±48.57)、(381.53±19.29)和(740.84±13.74) 萬t·a-1，內(nèi)蒙古草地平均每年凈碳匯為(473.70±53.93) 萬t。

3 討論

3.1 不同草地管理措施對土壤有機(jī)碳儲量的影響

內(nèi)蒙古草地生態(tài)管理有效提升了草地固碳速率。已有研究表明，改良措施和人工種草均能有效提高土壤表層有機(jī)碳含量[15,29]，禁牧和休牧均能有效降低土壤侵蝕，促進(jìn)土壤有機(jī)碳積累[30]，禁牧和休牧始終是內(nèi)蒙古草地碳匯增量的最主要管理方式。已有研究表明，輪牧的影響取決于放牧強(qiáng)度，適宜強(qiáng)度的輪牧對土壤有機(jī)碳并無明顯影響[29]，2011年起輪牧的面積急劇降低，這是由國家和地方草地管理政策重要調(diào)整所致。就不同草地類型而言，張良俠等[31]在內(nèi)蒙古錫林郭勒盟京津風(fēng)沙源治理工程區(qū)的研究中發(fā)現(xiàn)溫帶草甸草原、溫帶典型草原、溫帶荒漠草原的土壤有機(jī)碳儲量均增加，這與筆者研究結(jié)論一致。值得注意的是，張良俠研究中溫帶草甸草原的土壤固碳速率最快，而筆者研究發(fā)現(xiàn)溫帶典型草原土壤固碳變化率最大，為(174.22±74.70)萬t·a-1，這可能是由研究尺度等因素導(dǎo)致的。2000—2010年我國草地生態(tài)工程每年產(chǎn)生的碳匯量為(14.7±6.0) Tg，與天然林保護(hù)工程的年碳匯量相當(dāng)[32]，筆者研究亦發(fā)現(xiàn)內(nèi)蒙古草地在管理下碳匯速率持續(xù)增長，尤其是2011年起，碳匯速率均保持在較高水平。不同草地管理措施影響土壤有機(jī)碳輸入與輸出[15,17-18,30]，進(jìn)而決定土壤有機(jī)碳儲量的變化，而不同管理措施對土壤有機(jī)碳的影響不同，高效適宜的管理可顯著增加草地碳匯潛力。

3.2 土壤有機(jī)碳儲量估算的不確定性

空間異質(zhì)性是導(dǎo)致土壤有機(jī)碳儲量估算不確定性的重要因素，以往的研究大多只著眼于單一影響因素卻不能全面考慮各因素間的相互作用[33]，而土壤理化性質(zhì)、地下植被生物量、氣候條件、土地管理措施等因素存在很大的空間差異性，它們對土壤有機(jī)碳儲量的綜合影響很難確定，其中土壤數(shù)據(jù)集的差異往往是土壤有機(jī)碳儲量研究差異的主要原因，一些研究使用了第1次全國土壤調(diào)查(1958—1963年)數(shù)據(jù)[34]，另一些研究則使用了SNSSC數(shù)據(jù)(1979—1985年)，或?qū)NSSC數(shù)據(jù)與新數(shù)據(jù)相結(jié)合[35-36]來估計土壤有機(jī)碳儲量。該研究采用整合分析對土壤碳變化因子予以定量分析，根據(jù)排放因子的置信區(qū)間計算出不同草地管理措施下土壤有機(jī)碳的確定區(qū)間。其中2001—2015年內(nèi)蒙古草甸草原、典型草原和荒漠草原的草地土壤有機(jī)碳儲量變化清單的不確定性分別為38.68 %、44.25 %和40.08 %，表明各草地類型的估算結(jié)果仍有較大的提升空間。該研究中未納入土壤質(zhì)地差異對有機(jī)碳含量的影響，這也是各類型草地土壤有機(jī)碳計算結(jié)果的不確定性因素之一，在未來的研究中可以從這些方面尋求突破，降低估算的不確定性。而在全球尺度、國家尺度及區(qū)域尺度進(jìn)行草地生態(tài)系統(tǒng)的碳儲量估算時草地概念的界定、草地面積、土壤數(shù)據(jù)變異性、實驗?zāi)晗抟约把芯糠椒ú灰恢乱部赡軐?dǎo)致估算結(jié)果的差異，造成不確定性[16]。

總體而言，后續(xù)研究需要在高精度的土壤本底數(shù)據(jù)、土地管理空間數(shù)據(jù)的基礎(chǔ)上降低空間異質(zhì)性在尺度轉(zhuǎn)換時造成的不確定性，提高土壤碳儲量估算的精度。

圖2 2001—2015年內(nèi)蒙古不同管理措施下草地面積變化值

圖3 2001—2015年內(nèi)蒙古不同草地類型下土壤碳儲量年變化量

同一組直方柱上方英文小寫字母不同表示每5 a土壤碳儲量年變化量差異顯著(P< 0.05)。

同一組直方柱上方英文小寫字母不同表示每5 a 土壤碳儲量年變化量差異顯著(P<0.05)。

3.3 草地生態(tài)管理措施的應(yīng)用和發(fā)展

草地管理需要建立健全的法律法規(guī)作為保障。近年來，我國不斷完善了草原法律法規(guī)的制定和工程項目的實施，使不同類型草地在2000年后得到一定恢復(fù)[31-32]。2011年起我國建立了草原生態(tài)保護(hù)補(bǔ)助獎勵機(jī)制，進(jìn)一步加大對草原生態(tài)管理的投入，以禁牧、休牧、輪牧、改良和人工種草為主要形式的草地管理體系正式形成。該研究中2001—2015年內(nèi)蒙古草地管理面積呈線性增長，土壤碳儲量年變化量顯著增加，同樣證實了內(nèi)蒙古自治區(qū)的草地管理已取得了初步成效。草地監(jiān)管對鞏固草地管理的固碳效果亦至關(guān)重要，刈割耙除等問題可能降低土壤有機(jī)碳含量[37]，因此如何合理調(diào)配各草地管理措施，完善生態(tài)管理體系并將生態(tài)效益轉(zhuǎn)變?yōu)榻?jīng)濟(jì)價值，將是未來內(nèi)蒙古草地管理的重點與難點。建設(shè)碳交易市場能提高能源利用效率并增加總固碳量[38]為上述問題的解決提供了新思路。該研究中內(nèi)蒙古草地每年碳匯量為473.70萬t，若以目前北京碳交易市場年度成交均價(37.3元·t-1)[38]進(jìn)行交易，最高可獲得17 669.01萬元的收益，可見內(nèi)蒙古草地管理的碳匯量在未來的碳交易市場中具有很大的交易潛力。自草原生態(tài)保護(hù)補(bǔ)助獎勵機(jī)制建立以來，內(nèi)蒙古每年獲得的補(bǔ)助獎勵資金占國家總投入的1/3，且主要用于禁牧補(bǔ)助、草畜平衡獎勵、牧民生產(chǎn)性補(bǔ)貼及資金獎勵[39]。盡管我國碳交易市場成立時間不長，未來若能在全國范圍內(nèi)對其進(jìn)一步完善、規(guī)范后推廣，草地碳交易市場的收益不僅可以降低國家在生態(tài)保護(hù)機(jī)制中的資金投入，還有利于從根本上改變牧民的生產(chǎn)思維和放牧模式，這在實現(xiàn)綠水青山向金山銀山的轉(zhuǎn)變以及進(jìn)一步實現(xiàn)精準(zhǔn)扶貧方面均具有重要意義?？傮w而言，加強(qiáng)生態(tài)保護(hù)和草原碳匯建設(shè)，增強(qiáng)區(qū)域經(jīng)濟(jì)發(fā)展的可持續(xù)性，能為內(nèi)蒙古草地資源發(fā)揮良好的生態(tài)、經(jīng)濟(jì)和社會效益提供保障。

4 結(jié)論

內(nèi)蒙古草地固碳潛力巨大，草地管理可有效促進(jìn)草地土壤碳增匯。研究發(fā)現(xiàn)，2001—2015年在內(nèi)蒙古自治區(qū)實施的管理措施中禁牧和休牧管理對內(nèi)蒙古草地碳匯量增加的貢獻(xiàn)最大，土壤有機(jī)碳變化速率平均為(473.70±53.93)萬t·a-1；內(nèi)蒙古草地固碳潛力增強(qiáng)，在多個草地類型中，溫帶典型草原固碳速率最快，平均為(174.22±74.70)萬t·a-1，隨著內(nèi)蒙古草地?zé)o管理措施面積的減少，未來其土壤碳匯量將可能進(jìn)入平臺期。為進(jìn)一步促進(jìn)內(nèi)蒙古草地資源發(fā)揮出良好的生態(tài)、經(jīng)濟(jì)和社會效益，建議在加強(qiáng)草地保護(hù)和生態(tài)管理基礎(chǔ)上調(diào)整草地管理措施，不斷完善生態(tài)補(bǔ)償政策以及碳交易市場的建設(shè)，有效促進(jìn)牧區(qū)發(fā)展，為我國實現(xiàn)溫室氣體減排目標(biāo)做出更大貢獻(xiàn)。