丹江口水源區生態系統服務時空變化及權衡協同關系

劉 海,武 靖,陳曉玲

1 湖北大學資源環境學院,武漢 430062 2 武漢大學遙感信息工程學院,武漢 430079 3 江西省基礎地理信息中心,南昌 330209 4 武漢大學測繪遙感信息工程國家重點實驗室,武漢 430079 5 江西師范大學鄱陽湖濕地與流域研究教育部重點實驗室,南昌 330022

生態系統服務是指人類從生態系統中直接或間接獲取的所有利益,其中包括供給服務、調節服務、支持服務和文化服務四個方面[1- 2]。該概念由Wilson 于1970年首次提出,之后Daily,Costanza于1997年對生態系統服務進行了更深層次的研究[1- 3]。生態系統服務作為生態系統評估的核心領域,成為生態學的研究熱點[4]。2005年,隨著千年生態系統評估工作完成[5],對生態系統服務研究從單純的靜態價值評估向著更加重視生態系統服務對人類福祉的影響方向發展[6]。隨著城市化加劇,人類所需求的生態系統服務的數量和種類越來越多[7- 9],人類對自然資源的利用已經超過了生態系統本身的提供限度,造成對某一服務功能的需求是以犧牲其他服務功能為代價,不同生態系統服務之間相互影響,導致很難甚至不可能同時達到利益最大化[10]。為了明晰區域多種生態系統服務之間的相互關聯特征,兼顧多種生態系統服務不同生態系統服務之間、不同區域之間的協調發展,實現利益相關方效益最大化,優化生態系統服務管理政策[11],達到區域發展與生態保護“雙贏”的目的[12],有必要對生態系統服務進行集成研究[13]。

“權衡”指某類型生態系統服務的供給由于其他類型生態系統服務使用的增加而減少的情形,“協同”指兩種或多種生態系統服務同時增強或減少的情形[14]。各類生態系統服務之間的相互作用,在不同尺度(時間與空間)的利益需求不同,幾乎所有生態系統服務的決策都涉及到利益權衡[15],因此權衡協同關系在全球范圍內的生態系統服務之間普遍存在,但又表現出明顯的地域差異性與動態變化性[16- 17]。目前,主要采用地理學和生態學相關理論對生態系統服務權衡與協同進行定性分析。對生態系統服務效益量化的研究較少[18- 19]。囿于數據獲取、計算模型、指標構建等因素,選取的生態系統服務類型有限,對生態系統服務總體效益和單一服務效益之間動態關系的量化和評估研究不足[12]。

南水北調中線工程是我國重要的跨流域調水工程,旨在解決我國華北地區的缺水困境,緩解北方城市的用水沖突,實現水資源的合理布局和分配[20]。丹江口水源區作為中線工程的重要組成,明晰流域生態系統服務價值變化情況以及生態系統服務之間權衡與協同關系變化特征,對分析中線調水工程對流域生態環境的影響,智慧調水以及生態補償具有重要意義。目前對于水源區的生態系統服務價值以定性研究較多,且僅關注某一種生態系統類型的單一生態服務價值[21- 22]。近年來,有較少學者以定量分析視角對水源區內的生態系統服務價值進行研究,但選取的生態系統服務有限,且未考慮單位面積生態服務價值當量的時空差異[23- 24]。對于水源區的生態系統服務之間的權衡協同關系,研究也較少[25]。

因此,本文以丹江口水源區為研究區,采用 Costanza 等提出的生態系統服務價值估算方法,與基于地理模型的計算方法相比,該方法具有數據易于計算,標準化的優點,可以對多種生態服務價值進行計算。考慮到生態系統服務在時間尺度上的動態變化性和空間上的異質性,本文在借鑒Costanza和謝高地團隊的研究結果基礎上,對丹江口水源區的當量因子進行區域修正和功能性系數修正,對研究區1990—2015年(1990年、1995年、2000年、2005年、2010年、2010年、2015)6個時期研究區10種生態系統服務價值及其時空變化特征進行估算分析。然后,基于以長時間整體分析占優的相關性分析方法和短時期動態變化分析占優的生態系統服務權衡協同度(Ecosystem Services Trade-off Degree, ESTD)模型,分析了不同時期水源區內各類型生態系統服務之間的權衡與協同關系。研究定量分析了總體效益與單一服務效益之間的關系,更清晰的展示了單一生態系統服務在整體效益中的作用,有利于決策者判斷流域各生態服務起主導作用的服務類型,為流域生態系統服務的可持續增長提供方法支持；此外,研究以大壩加高的時間點為節點,分析了水源區內不同時期的各生態系統服務之間的權衡與協同關系,清晰的分析調水工程對水源區內生態系統服務的影響,為流域更科學的調水及生態補償提供參考。

1 研究區概況和數據來源

漢江是長江中游最大的支流,發源于秦巴山地的寧強縣,在武漢匯入長江。其干流全長 1577 km,流域面積約為1.59×105km2[26- 27]。其中丹江口以上為漢江上游,流域主要范圍跨越陜西、湖北、河南,流域面積9.52萬km2[27](圖1)。研究區域位于秦嶺山脈和大巴山脈之間,西部為中低山區,東部以平原丘陵為主。流域位于亞熱帶季風區,年均氣溫12—16℃,年均降雨量約700—1800 mm,主要地帶性植被是落葉、常綠闊葉與針葉混交林[25]。流域水資源豐富,是南水北調中線水源區,2005年大壩加高工程之后,丹江口水庫庫容增加,正常蓄水位由157 m提高到170 m,正常蓄水位庫容由174億m3增加到290億m3,漢江水資源將得到更好的調節[27]。

圖1 丹江口水源區Fig.1 Danjiangkou water source area

本研究利用的主要數據包括：1990—2015年6個時期土地利用矢量數據,由中國國家地球系統科學數據共享平臺(www.geodata.cn)提供；1990—2015年6個時期全國稻谷、小麥和玉米的播種面積以及單位面積收益和支出,數據來源于《中國統計年鑒》[28]和《全國農產品成本收益資料匯編》[29]；全國、湖北省、陜西省、河南省1990—2015年6個時期的農田糧食單位面積產量,數據來源于中國及各省統計年鑒；1990—2015年丹江口水源區NPP數據,來源于國家地球系統科學數據共享服務平臺(http://www.geodata.cn)。

2 研究方法

2.1 生態系統服務價值估算

2.1.1 標準單位當量因子的價值量核算

標準單位當量因子(以下簡稱當量因子)是指1 hm2全國平均產量的農田每年自然糧食產量的經濟價值[30],以此當量為參照并結合專家知識可以確定其他生態系統服務的當量因子的價值量,可以表征和量化不同類型生態系統對生態服務功能的潛在貢獻能力。本研究參考謝高地[31]等的處理方法,將單位面積農田生態系統糧食生產經濟價值的1/7作為1個標準當量因子的生態系統服務價值量,計算公式如式1。

(1)

式中,D表示1個標準當量因子的生態系統服務價值量(元/hm2),Sij為研究區第j年第i類農作物(hm2)；wij為第j年第i類農作物單位面積總收益；pij為第j年第i類農作物總支出。

2.1.2 單位面積生態系統服務價值的基礎當量表

單位面積生態系統服務價值的基礎當量是評估區域生態系統的各項生態系統服務價值的基礎,它是指不同類型生態系統單位面積上各類服務功能年均價值當量[31]。Costanza方法中,土地利用類型的單位面積生態系統服務價值主要反映的是歐美發達國家的經濟水平,在中國應用中存在偏差[32],為此,中國科學院地理科學與資源研究所謝高地團隊針對上述問題,根據中國生態系統和社會經濟發展狀況,對中國700位具有生態學背景的專業人員進行問卷調查的基礎上進行改進,制定了中國生態系統服務價值的基礎當量表[32]。

由于本研究所使用的LUCC土地利用數據分級標準和謝高地團隊的生態系統分級標準存在差異,故需要按研究需要將土地利用數據進行重分類。

謝高地的生態系統一級分類包含的6種土地利用類型中,4種土地利用類型與中國科學院提供的土地利用類型相一致,存在差異的土地利用類型包括建設用地與未利用土地,因謝高地的生態系統分類中只包含有荒漠和濕地,故需要將這兩類土地利用數據依據謝高地的生態系統分級標準進行重分類。鑒于丹江口水源區的未利用地主要為沙地,沼澤地,裸土地,裸巖石質地,其中沙地的生態系統服務價值與荒漠比較一致；沼澤地的生態系統服務價值與濕地較為相近；裸土地,裸巖石質地以及城鄉工礦居民用地的生態系統服務價值與裸地較為相近,故這里將中國科學院土地利用類型中沙地,裸土地,裸巖石質地與建設用地的生態系統服務價值當量歸并為謝高地的生態系統分類中的荒漠,將沼澤地重分類為濕地。

除一級分類外,二者二級類型分級標準也存在差異,主要存在于林地、草地中。LUCC土地利用數據分級標準中,將林地分為有林地、疏林地、其他林地和灌木林,而謝高地團隊將林地分為針葉、針闊混交林、闊葉林和灌木林,考慮到丹江口水源區屬亞熱帶季風區,故將林地中的有林地和其他林地歸為針闊混交林；根據林學野外調查,將疏林地和灌木林歸為灌木林；LUCC土地利用數據分級標準中,將草地分為高覆蓋度草地、中覆蓋度草地、低覆蓋度草地,而謝高地團隊將草地草原、灌草叢和草甸,目前對生態系統服務的研究中并未明確高覆蓋草地、中覆蓋草地、低覆蓋草地3種草地類型各自的當量,考慮到后期計算,此處將這3種類型草地統一歸為灌草叢。重分類后,得到漢江流域單位面積生態系統服務價值基礎當量表。

表1 單位面積生態系統服務價值基礎當量表

2.1.3 當量因子的修正正

2.1.3.1 區域修正

由于表1是謝高地團隊基于2010年全國的相關數據計算而得,考慮到生態系統服務價值的變化具有時間和空間效應,故本研究以2010年為基準,對丹江口水源區1990—2015年當量因子進行區域修正,修正系數為丹江口水源區相應年份農田糧食單位面積產量與2010年全國農田糧食單位面積產量的比值。修正結果如表2。

表2 丹江口水源區不同年份不同省份當量因子/(元/hm2)

2.1.3.2 功能性系數修正

微觀空間尺度上,生態系統本身的多樣性和環境條件的多樣性決定了生態系統服務的類型和強度具有空間差異性。一般來說,生態系統的生態服務功能大小與該生態系統的生物量有密切關系[30]。不同的景觀類型,其生物量和區域水熱狀況也不同,生物量越大,其生態功能越強。但由于生物量的計算模型眾多,且不同生態系統的計算方法不同[33],因此難以對丹江口水源區的生物量進行準確計算。鑒于此,本文選取與生物量相近的植被凈初級生產力(NPP)來對研究區當量因子進行功能性系數修正。由于NPP計算涉及數據眾多,2000年以前的相關數據獲取困難,為了保證數據的一致性,本文使用NPP模擬數據進行修正(該數據是在CRU氣象中心發布的全球歷史時期氣象數據的驅動下,利用IBIS模型模擬獲得),方法如下：

將研究區內中某一像元的NPP值(NPPij)與該像元所屬類型的生態系統的 NPP 平均值相比,將比值作為功能性系數(pi)對當量因子進行逐像元的動態調整。

pi=NPPi/NPPijmean(i=1990,1995,…,2015)(j=1,2,…)

(2)

式中,pi代表第i年的功能性調整系數；NPPij代表第i年某一像元的NPP值; NPPij mean代表第i年第j類生態系統的NPP的平均值。

2.1.4 生態系統服務價值估算模型

以表2中丹江口水源區不同年份當量因子,結合表1單位面積生態系統服務價值基礎當量表和NPP模擬數據計算得到丹江口水源區不同年份生態系統服務單位面積價值當量。在此基礎上,以不同年份漢江流域土地利用數據為主要數據源,基于生態系統服務價值估算模型對漢江流域生態系統服務價值進行估算。估算模型如公式2：

(3)

式中,ESV為生態系統服務價值總量,Si為研究區第i類土地利用類型面積(hm2)；VCi為第i類土地利用類型的單位面積生態系統服務價值(元/hm2)；i為土地利用類型；a為修訂系數,pi為第i年的功能性調整系數。

2.2 權衡與協同關系研究方法

2.2.1 相關分析

相關分析可以定量描述兩個變量之間的線性相關程度,明確兩個變量之間的相關方向[34]。相關關系有強弱方向之分,數值越大相關性越強,數值越小相關性越弱；數值為正表明一個變量增加,另一個變量也增加,稱為正相關,數值為負,表明一個變量增加,另一個變量減少,稱為負相關。計算公式如下：

(4)

2.2.2 生態系統服務權衡協同度

生態系統服務權衡協同度(Ecosystem Services Trade-off Degree)是建立在數據線性擬合的基礎之上,反映各個生態系統服務間相互作用的方向和程度的方法[13],目的是對研究區生態系統服務變化量的相互作用進行整體的評價。下文簡稱為ESTD,計算公式如下：

(5)

式中,ESTDij表示第i、j種生態系統服務權衡協同度；ESCib為b時刻第i種生態系統服務的變化量；ESCia為a時刻第i種生態系統服務的變化量；ESCjb、ESCja與此相同。ESTD代表某兩種生態系統服務變化量相互作用的程度和方向,ESTD為負值時,表示第i與j種生態系統服務為權衡關系；ESTD為正值時,表示兩者之間為協同關系；ESTD絕對值代表相較于第j種生態系統服務的變化,第i種生態系統服務變化的程度。

3 結果

3.1 生態系統服務價值時空變化

3.1.1 生態系統服務價值時間變化

利用公式3求得丹江口水源區1990—2015年各項生態系統服務價值如下(表3)：1990—2015年丹江口水源區生態服務價值從404.03億元增加至571.15億元,共增長了211.86億元,增幅為58.97%,年平均增長率為2.36%。其中1990—1995年,丹江口水源區生態服務價值為負增長,與1990年相比減少了44.74億元,降幅為11.07%。其余年份水源區生態服務價值總體呈增長趨勢,其中增長幅度最大的時間段為2005—2010年,增幅為24.86%；增幅最小的時間段為2000—2005年,僅為5.22%。

表3 1990—2015丹江口水源區生態系統服務價值/(元/hm2)

從生態系統服務類型來看,氣候調節、水文調節、土壤保持和生物多樣性構成了丹江口水源區生態系統服務價值的主體。水資源供給價值最低,但增長幅度最大,25年間增長了0.58億元,增幅為43%。增長幅度最小的生態服務價值為水文調節,25年間增長了36.72億元,增幅為39%。從丹江口水源區各類用地提供的生態系統服務價值來看,林地的生態系統服務價值始終最高,其次為草地、水域、農田,這4類用地提供了水源區95%以上的生態服務。從各類用地生態系統服務價值占總生態服務價值的比例變化情況來看,農田占總生態服務價值的比例呈波動變化,但總體呈增加趨勢,由3.26%增加至4.17%；草地占總生態服務價值的比例與農田相同,總體呈增加趨勢,由29.04%增加至30.06%；林地占總生態服務價值的比例則呈波動減小的趨勢,由58.73%減少至56.94%；水系則相反,占總生態服務價值的比例呈波動增加的趨勢,由8.62%增加至9.05%；建設用地,荒漠,裸地占總生態服務價值的比例呈增加趨勢,但所占比例極小,均小于0.1%。

3.1.2 生態系統服務價值空間變化

在GIS軟件中,基于柵格統計了丹江口水源區1990、1995、2000、2005、2010和2015年研究區域的生態系統服務價值,根據價值高低分為六類,得到生態系統服務價值分布圖(圖2)。由圖2可知,丹江口水源區生態系統服務價值呈現明顯的西南高,東北低的特征。生態系統價值高值的區域分布在南部和東部部分地區,最高值位于丹江口水庫周圍。生態系統價值低值的區域與農田分布較為一致,主要分布在西部的水田以及東部的旱地區域。生態系統價值中值分布范圍較廣,主要分布在水源區的中部和西部部分地區。1990—1995年,水源區生態服務價值減少,生態服務低值區域范圍由中東部向西擴大,南部的高值區域范圍減小。1995—2015年生態服務價值呈增長趨勢,西部和南部區域的生態服務價值增大,東部的低值區域也有所減少。

圖2 歷年生態系統服務價值分布圖/(元/hm2)Fig.2 Distribution of Ecosystem services value in 1990—2015

計算1990—2015年各網格的生態系統服務價值動態變化度后得到水源區生態系統服務價值動態變化度空間分布圖(圖3)。可以看出,動態變化度為負值的區域零散分在在水源區內,與土地利用變化區域的分布范圍比較吻合；動態變化度低值和中值區域主要分布于水源區的西部部分地區和東部地區,且這些區域大都為農田；動態變化度高值區域面積最廣,中西部較為集中,與水源區內林草地的分布較為一致；動態變化度極高值區域主要分布于水源區北部。

3.2 丹江口水源區生態系統服務之間的關系

3.2.1 生態系統服務關聯關系

在對丹江口水源區生態系統服務價值進行估算之后,依據相關分析,得到10種生態系統服務之間的相關性(表4)。相關性結果為正值時,表明兩種生態系統服務具有協同關系,即兩種生態系統服務在同一時間段具有同樣的上升或降低趨勢,一種服務的增加會對另一種服務產生一定的促進和增幅作用,結果為負值時,表明兩種生態系統服務具有權衡關系,即一種生態系統服務的增加引起了另一種生態服務的減少。

丹江口水源區10種生態系統服務之間組成100組值,其中36組值為負,64組為正,其中18組在0.01水平上顯著正相關,8組在0.05水平上顯著正相關。

表4 丹江口水源區生態系統服務價值間關系

**表示兩種生態系統服務在0.01水平上顯著相關；*表示兩種生態系統服務在0.05水平上顯著相關

圖3 1990—2015年生態系統服務價值動態變化度分布圖 Fig.3 Distribution of dynamic variation of Ecosystem services value in 1990—2015

在丹江口水源區生態系統服務之間相互關系中,協同關系占64%,表明協同關系是丹江口水源區生態系統服務之間的主導關系。這些協同關系主要存在于調節服務、支持服務與其他類型的生態系統服務的關系之中。

丹江口水源區存在的權衡關系中,83.46%與供給服務有關。在供給服務中,3種不同類型的供給服務彼此之間均呈此消彼長的權衡關系,其中食物生產與調節服務、支持服務、文化服務均呈權衡關系；原料生產與食物生產、水文調節為權衡關系；水資源供給與食物生產、原料生產、氣體調節、氣候調節以及土壤保持為權衡關系。

調節服務中,氣候調節、氣體調節、凈化環境三者之間相互為正相關,其中氣候調節與氣體調節的相關性較高,這3種調節服務之間為彼此增益的協同關系,水文調節與氣體調節、氣候調節則呈不顯著權衡關系,與凈化環境為協同關系。這4種調節服務均與支持服務、文化服務存在正相關關系,呈協同增長的態勢。

支持服務中,土壤保持與生物多樣性之間存在顯著正相關關系,與調節服務、文化服務均為相互增益的協同關系,與供給服務中的食物生產為權衡關系,與原料生產和水資源供給為協同關系。

文化服務中的美學景觀除與食物生產為權衡關系外,與其他服務均為相互增益的協同關系,其中,與調節服務中的氣候調節、凈化環境以及支持服務中的生物多樣性存在較強的協同關系。

3.2.2 生態系統服務權衡協同度

生態系統服務之間的相關分析是從整個時間跨度方面分析生態系統服務之間的關系。為了進一步評估不同時間段生態系統服務之間相互作用的程度和方向,本研究引入生態系統服務權衡協同度(ESTD)模型對丹江口水源區生態系統服務間的關系進行量化評估,當ESTD為正值時,表明這兩種生態系統服務變化方向相同。ESTD為負值時,表明這兩種生態系統服務變化方向相反。ESTD絕對值表示兩種生態系統服務之間的變化程度的大小。

除了計算1990—2015年的權衡協同度外,為了研究丹江口大壩加高后對丹江口水源區生態系統之間相互關系的影響,本文在對丹江口水源區生態系統服務價值估算的基礎上,以丹江口大壩加高的時間點為間隔點,對丹江口水源區1990—2005年、2005—2015年兩個時間段的生態系統服務權衡度進行計算。結果如下(圖4—圖6)。

圖4 丹江口水源區1990—2015年各生態系統服務價值間關系Fig.4 Interaction of ecosystem services in Danjiangkou water source area in 1990—2015

圖5 1990—2005年丹江口水源區各生態系統服務價值間關系Fig.5 Interaction of ecosystem services in Danjiangkou water source area in 1990—2005

圖6 2005—2015年丹江口水源區各生態系統服務價值間權衡協同關系Fig.6 Interaction of ecosystem services in Danjiangkou water source area in 2005—2015

圖4是丹江口水源區1990—2015年各生態系統服務價值間權衡協同關系圖,各生態系統服務之間組成100組值,其中44組值為負,56組為正,協同關系占56%,表明協同關系是丹江口水源區生態系統服務之間的主導關系。這些協同關系主要存在于文化服務與調節服務、支持服務與調節服務中。其中,水資源供給和凈化環境的協同度最高,土壤保持和水文調節權衡度最高。

圖5圖6表明,丹江口大壩加高后,水源區內的生態系統服務變化量相互作用的程度和方向均有所改變。

1990—2005年以前,水源區生態系統服務之間存在著的權衡和協同關系比例大致相當,權衡關系有52組,協同關系48組。權衡關系多存在于供給服務與供給服務內,供給服務與氣候調節、氣體調節,供給服務與支持服務、凈化環境、水文調節與支持服務,支持服務與文化服務之間,協同關系多存在于供給服務與文化服務,氣候調節、氣體調節與支持服務之間。其中,水文調節與生物多樣性的權衡度最高,與美學景觀的協同度最高；土壤保持與水文調節的權衡度也較高。

2005年以后,水源區內生態系統服務之間的權衡協同關系有所改變。其中,食物生產、美學景觀、氣體調節和氣候調節與其余幾種生態系統服務的關系變化較大。水資源供給,凈化環境和水文調節與生態系統服務之間的權衡關系增多,土壤保持、生物多樣性、原料生產與食物生產與生態系統服務之間的協同關系增多。綜合來看,水源區內生態系統服務之間的協同關系增大,由原來的48組增加至54組,權衡關系由原來的52組減少至46組,使得協同關系成為丹江口水源區生態系統服務之間的主導關系。

從水源區內的生態系統服務變化量相互作用的程度來看,生態系統服務權衡協同度的極值增大,不同類型的生態系統服務權衡協同度變化情況不同。

供給服務中,原料生產與生態系統服務之間的協同有所增大；水資源供給與供給服務與文化服務的權衡極值增大。調節服務中,凈化環境和水文調節與生態系統服務之間的協同度減小,與供給服務的權衡關系增大；氣體調節和氣候調節與生態系統服務之間的協同度增大,與供給服務之間的權衡度減小,與凈化環境、水文調節的權衡度增大。支持服務中與調節服務的權衡度增大,與文化服務協同度增大,與支持服務協同度有所減小。

4 討論

4.1 生態系統服務價值變化及其驅動因素

丹江口水源區1990—1995年丹江口水源區生態系統服務價值有所減少,其余年份水源區生態服務價值總體呈不斷增加的時序變化趨勢,增幅最大的生態系統服務類型為水資源供給,增幅最大的時間段為2005—2010年。1990—1995年研究區經濟發展,人口不斷增加,流域人口劇增導致土地利用狀況發生變化,日益增長的的生態服務消費需求和不合理的獲取方式使得生態系統不斷退化,導致生態系統服務降低[35]。而1995年以后,隨著退耕還林和南水北調中線工程政策的實施,國家加強了研究區生態環境的治理,實施了 “丹江口庫區及上游水污染防治和水土保持規劃”[36],提高水土流失累計治理程度,大力發展綠色產業,引起水文調節,凈化環境,水資源供給等相關生態服務價值價值快速提升,導致生態系統服務價值回升。隨著丹江口大壩的加高,水源區內水域面積大幅增長,使得水資源供給成為增幅最大的生態系統服務類型。

丹江口水源區生態系統服務價值在空間分布上呈西南高,東北低的特征,產生這種情況的原因主要與水源區內的土地利用的分布格局有關,水源區東部、北部農田分布廣泛,人為因素對生態系統干擾較大,而西部林草地較多,生物量大,優良的生態資源造就了該區域相對較高的生態系統服務價值。1990—2015年研究區生態系統服務價值動態變化度較高的區域集中分布在林草地區,動態變化度較低的區域分布情況與農田區較為吻合,動態變化度的區域差異與不同用地的空間分異有著極為密切的聯系,隨著研究區退耕還林政策的實施,植被NPP提高,相應的生物量也有所增大,導致林草地的生態系統服務價值變化明顯。農田區由于人類不合理的用地方式,導致水土流失和地表裸露[37],使該區域NPP 較低,但由于當量因子逐年增長,綜合導致農田區生態系統服務價值變化度較低。

綜合來講,研究區生態系統服務價值變化的原因有兩種：一是用地類型的改變造成各自然生態系統服務種類變化；二是自然生態系統健康程度直接造成單位面積生態系統提供的服務功能價值的變化[38]。此外,政策因素對生態系統服務價值變化的影響不可忽視,因此相關部門在制定區域發展政策時,要特別注重國土管理和生態環境之間協調發展[39]。

4.2 生態系統服務權衡協同關系原因分析

丹江口水源區地貌類型多樣,包括山地、平原、丘陵等,生態系統類型間相互影響相互制約, 形成了獨具區域特色的生態系統間的關聯關系。本文使用兩種方法對水源區的生態系統服務關系進行研究,綜合來看,兩種方法均表明,協同關系為水源區內的生態系統服務之間的主導關系,權衡關系較少,且多存在于水資源供給、水文調節與其他類型的生態系統服務之間。

由于計算方式不同,二者的計算結果也存在差異。相關性分析使用長時間內的多組數據來衡量整個時間跨度內變量間的相關關系,對長時間內生態系統服務權衡協同關系分析占優。而權衡協同度模型是通過分析相應兩個年份的生態服務值的變化來研究權衡協同關系,對短時間內生態系統服務關系研究具有優勢。因此,討論部分主要對相關分析計算出的長時間內生態系統服務關系的結果進行分析,對權衡協同度模型計算出的短時間內生態系統服務關系的結果進行分析。

4.2.1 長時間內生態系統服務權衡協同關系原因分析

此前對生態系統服務權衡關系的研究表明[40- 42],供給服務與調節服務多呈權衡關系,本文引入多種類型服務,發現同一類型生態服務內部之間也存在權衡協同關系,且與調節服務的關系也存在差異。

水資源供給、食物生產與原料生產服務為兩兩權衡關系,與調節服務之間的權衡協同關系也各不相同。這是由于這3種服務中,起主要影響作用的用地類型不同。水資源供給的能力主要來源于水系,因此水資源供給能力較強的區域食物生產和原料生產的能力較低。但水系通過蒸發成為水蒸氣,然后又以降水的形式降到周圍地區,保持當地的濕度和降雨量,起到了調節氣候的作用,自然降雨又會影響水資源的補給,促進植被的生長,進而涵養水源。因此水資源供給與調節性服務互相增益,彼此為協同關系[43]。食物生產能力較強的耕地區域,尤其是水田,對灌溉需求較高。加之人類不合理的耕作方式導致水土流失,地表裸露,導致對生態系統的調節能力較低,因此與調節服務、水資源供給為此消彼長的權衡關系[40]。林草地在原料生產中貢獻突出,因此原料生產能力較強的林草地區域食物生產能力較弱,對水資源的供給能力較差,而對生態系統的調節能力較高。

調節服務與支持服務及文化服務為相互增益的協同關系。研究表明,林草地對于碳儲存的增加、調節氣候方面有著積極作用,這兩者又會促進林地的生長和林內生物種類的增多,而樹根有利于穩定坡度,減少土壤侵蝕量,進而起到水土保持的作用[41- 42]。調節能力較高的林草地區域植被覆蓋度較高,而地表植被覆蓋較高的區域降水截留的能力較強,會減少水分的流失,起到了保持土壤和促進區域生物多樣化的作用[36]。豐富的生物多樣性以及較好的土壤條件也會促進林草地的生長,進而對生態系統的調節發揮積極影響。

4.2.2 短時間內生態系統服務權衡協同關系變化原因分析

利用ESTD模型對2005年前后丹江口水源區生態系統服務之間的研究發現,2005年之后的時期,水源區內生態系統之間的協同關系增加,權衡關系減少。人為擾動因素是生態系統服務變化的最重要因素。2005年丹江口大壩加高工程啟動。大壩加高后,壩頂高程由162 m加高至176.6 m,正常蓄水位由157 m抬高至170 m,相應庫容由174.5億m3增加至290.5億m3[44]。大壩加高使水源區內水域面積快速增長,2005年之前,水源區內水域面積變化較為穩定。2005年之后,水域面積大幅增長,由923 km2增加為992 km2,到2015年,水域面積已達到歷年最高。此外,國家對水源區水環境的保護和污染防治工作的開展和進步,也促進了水源區內水文調節,凈化環境,水資源供給等生態系統服務價值快速增加。

但大壩的加高造成水源區部分地區河道下切,使引水條件改變、地下水位降低,對部分地區的灌溉引水帶來了不利影響。此外,由于大壩改變了地表水和地下水的時空特征,對水源區土壤中的物質代謝造成影響,進而影響土壤的理化性質從而造成農田提供的糧食供給服務受到影響[45]。大壩的加高還打斷了水源區生態系統的連通性,阻隔了物種的交流,對水源區生物多樣性也帶來不利影響[46]。與此同時水源區內經濟快速發展,面臨著人口增長與城市擴張的雙重壓力。水域、建筑用地面積的增長自然就導致農田、林地面積下降,與此相關的生態系統服務也受到影響,造成生態系統服務之間的權衡協同關系發生變化。

4.2.3 兩種權衡協同方法的聯系與區別

本文使用相關分析和權衡協同度模兩種方法對丹江口水源區的生態系統服務權衡協同關系進行研究。結果表明,兩種方法的均能清楚的展示各項生態系統服務之間的關系,研究結果較為一致,均表明協同關系是丹江口水源區生態系統服務之間的主導關系,且權衡關系多出現在水資源供給、水文調節以及食物生產同其他生態系統服務之間。但具體相關數值的大小及個別生態系統服務之間的權衡協同關系存在差異。前者的相關性系數介于-1—1之間,而后者介于-25—20之間。產生這種差異的原因在于二者計算方法及計算是用及的數據都不同,前者在計算某兩種生態系統服務之間的關系時,除考慮該兩種生態系統服務相應年份的值外,還要考慮所有中間年份的值,以此進行標準化,因此值介于-1—1之間；而后者只考慮該兩種生態系統服務相應年份的值,故相關數值差異較大。

4.3 南水北調大壩加高工程對水源區的影響及建議

為了獲取某些特定生態系統服務,人類將大壩建設融入到水源區生態系統之中,大壩加高之后,水源區內水域面積增加,對水資源的供給、水文調節等方面的積極作用明顯,但在獲取和改變這些生態系統服務的同時,不可避免地使區域的糧食生產、原料生產、生物多樣性等生態服務價值受到影響,進而影響區域生態系統服務的協同與權衡。從國家糧食安全角度來講,水源區內耕地面積應該保持一定規模,因此,劃定農田保護紅線,改進農業設施等措施提高糧食產量,保障糧食供給,與此同時,也應對由于調水工程淹沒的農田區域給予一定的補償,此外,也應當注意保護生態系統的連通性和完整性,以免對大壩上下的物種流動和區域食物鏈造成不可估量的影響。隨著社會經濟的發展和對生態系統認識的深化,在滿足社會發展、糧食安全、以及調水工程順利進行的前提下,應及時調整發展策略,對資源進行合理優化配置,從而維持整個區域生態系統服務的健康運行,達到生態與社會發展的平衡發展。

當前,生態補償機制并不完善[47],水源區生態系統服務價值及權衡協同關系變化特征可以為水源區確立生態補償上限標準和支付標準提供核算依據,以調水工程引起的生態恢復所新增或減少的生態系統服務作為生態補償數量的理論限值,為構建和完善水源區生態補償機制提供支持,以促進智慧調水。

5 結論

本文采用 Costanza 等提出的生態系統服務價值估算方法,用農田生產服務價值對謝高地等提出的 “中國生態系統單位面積生態服務價值當量”進行了系數修正,以此為基礎估算了丹江口水源區內1990—2015年(1990年、1995年、2000年、2005年、2010年、2010年、2015)6個時期的10種生態系統服務價值及其時空變化特征。然后,基于以長時間整體分析占優的相關性分析方法和短時期動態變化分析占優的ESTD模型,分析了不同時期水源區內各類型生態系統服務之間的權衡與協同關系。結果顯示：

(1)1990—1995年,丹江口水源區生態系統服務價值呈負增長,1995—2015年呈不斷上漲的時序變化趨勢,年均增長率為2.36%。從各類用地提供的生態系統服務價值來看,林地的生態系統服務價值最高,其次為草地、水域、農田、建設用地和荒漠。

(2)水源區生態系統服務價值呈現明顯的東南高西北低特征,隨著時間的推移,生態系統極高值的范圍有擴大的趨勢。1990—2015年各網格的生態系統服務價值動態變化度的空間分布與用地類型的分布較為吻合,林草地的變化度較高,農田的變化度較低。

(3)在丹江口水源區生態系統服務之間相互關系中,協同關系占64%,表明協同關系是丹江口水源區生態系統服務之間的主導關系。協同關系主要存在于調節服務、支持服務與其他類型的生態系統服務的關系之中。權衡關系主要與供給服務有關。

(4)2005年之后的時期,水資源供給、水文調節以及凈化環境與生態系統服務之間的權衡關系增多,除這3種生態系統服務外,其余幾種單項生態系統服務與生態系統服務之間的權衡關系減少。總體上水源區內生態系統之間的協同關系增加,權衡關系減少。人為擾動因素是生態系統服務變化的最重要因素。