南水北調中線工程途經區生態服務價值的時空變化

賈 毅,張松林

西北師范大學地理與環境科學學院,蘭州 730070

生態系統服務(以下簡稱生態服務)是人類賴以生存和發展的物質基礎[1]。生態系統服務價值(以下簡稱生態服務價值)是生態服務功能的貨幣化形式[2]。土地利用/覆被變化(Land Use/Land Cover,LULC)導致生態系統改變、進而導致生態服務價值變動[3]。因而,研究LULC引起的各類生態服務價值變化有助于區域的生態服務質量分析、問題辨識和可持續發展。

20世紀70年代初,Daily系統介紹了生態服務功能的概念與作用[4],Constanza等細分了生態服務的類型,提出了定量評估方法,推動了生態服務量化研究[5]。目前的生態服務研究側重于功能分類[6-9]、驅動力研究[10]和價值預測[11-12],特別是土地利用類型變化對生態服務價值影響的研究更受關注[13-15]；研究范圍包括國家[1]、區域[16-19]、省[10,14,20-21]和市[2,11-12,22,24-25],乃至村鎮[23]。然而,針對大型水利工程對途經區生態服務功能價值影響的研究較少。

大多數學者選用謝高地等修改的當量因子法[7]。該方法雖然簡單易算,但是沒有考慮自然環境異質性導致的生態服務價值核算復雜性。若將各生態服務功能等量齊觀,就會忽視損失量較多的服務功能、進而顯著影響區域生態服務功能的整體發揮[26]。

南水北調中線工程建成前后的生態服務價值變化研究有助于沿線土地的合理規劃和科學利用。本文基于2000—2018年南水北調中 線工程途徑區的土地利用類型變化情況,運用改進后的當量因子法和構建的優先指數,探討生態服務靜態價值的時空特征和動態價值的變化趨勢,為研究區土地資源可持續利用和針對性生態環境保護提供科學依據。

1 研究區概況

南水北調中線工程途徑區(圖1)位于31.7°—41.6°N,105.51°—118.06°E,面積286176.22 km2,含四省(湖北、陜西、河南和河北省)22個地級市和2個直轄市(北京和天津),2018年總人口16492.04萬人；區內大部屬溫帶季風氣候,80%為平原,主要土地利用類型為耕地和林地。其中,陜西省漢中市、安康市、商洛市和湖北省十堰市是南水北調中線工程的核心水源供給區,北京市、天津市、河北省和河南省大部為南水北調中線工程的核心水源接收區。渠首位于湖北省丹江口水庫,總干渠1276.414 km,天津段155.531 km；截至2020年11月1日,累計輸水340.53億m3；其中,2019年底北京市地下水平均埋深提升近3 m,2020年8月底河北省淺層地下水位提升1.07 m,深層地下水位提升11.67 m,調水效果顯著[27-30]。

2 數據來源與研究方法

2.1 數據來源

研究區基于2000、2005、2010年的Landsat/ETM,2015、2018年的Landsat 8的土地利用數據以及行政邊界矢量數據源自中國科學院資源環境科學數據中心(http://www.resdc.cn)。土地利用數據可直接使用,無需轉換。由遙感影像生成的土地利用圖位置誤差平均小于50 m,圖斑判讀正確率98.7%,土地利用一級類型分類綜合評價精度93%以上,二級類型分類綜合評價精度90%以上[31-33]。

本文將土地利用類型數據在ArcGIS 10.2中重分類為耕地、林地、草地、水體、城鄉建設用地和未利用地,將生態服務細分為食物生產、原料生產、水資源供給、氣體調節、氣候調節、凈化環境、水文調節、土壤保持、養分循環、生物多樣性和美學景觀十一類[9]。

2.2 研究方法

2.2.1靜態生態服務價值核算

基于謝高地等提出的陸地生態服務價值當量因子[7-9],參考朱九龍等[34]和林棟等[22]的城鄉建設用地價值系數,本文對價值當量表進行了適度的修正,提出適合于研究區實際的價值當量表(表1)。

考慮到研究區大部屬于我國的糧食主產區,故使用全國糧食單價。2000—2018年我國糧食單產4982.003 kg/hm2,按照2018年國家發改委規定的糧食最低收購價,只考慮早秈稻、中晚稻、粳稻和小麥,得出單位面積糧食價格為12230.82元,由此研究區一個生態服務價值的當量因子(即價值系數)為1747.14元/hm2[13],以此類推得到研究區各項生態服務價值的系數(表1)。

表1 研究區不同利用類型土地和各項生態服務功能的價值系數/(元/hm2)Table 1 Value coefficients of different land use types and ecological service functions in the study area

采用以下公式計算研究區的靜態生態服務價值[5]：

ESV=∑Ak×VCk

(1)

ESVf=∑Ak×VCfk

(2)

式中,ESV為研究區生態服務價值；Ak為研究區第k類土地利用類型的面積,VCk為第k種土地利用類型生態服務功能的價值系數,即單位面積生態系統的服務價值(元 hm-2a-1)；ESVf為生態系統第f項服務功能的價值；VCfk為研究區第k種土地利用類型第f項服務功能的價值系數。

2.2.2靜態服務價值敏感性

為驗證靜態服務價值估算結果的合理性及其變化趨勢對價值系數的依賴度,本文參考利潤敏感系數概念,將各項生態服務的價值系數分別上調50%,計算敏感指數(coefficient of sensitivity,CS)[35-36]：

(3)

式中,ESVi和ESVj分別為調整前后的生態服務價值,VCik和VCjk分別為第k類土地利用類型調整前后的生態服務價值系數。若CS>1,則生態服務價值對其價值系數的敏感度高,可信度低；若CS=1,則不敏感,一般不采納；若CS<1,則敏感度低,結果可信。

2.2.3靜態服務總價值時空分布特征

使用ArcGIS 10.2平臺,根據研究區實際情況建立5 km×5 km格網,基于土地利用數據計算每個格網的生態服務靜態價值；依據自然間斷點分級法(Jenks)對其分級,一級最低,五級最高,制作空間分布圖[15,37-40]。

2.2.4動態價值重構

生態服務價值具有動態變動性且各類生態服務功能的供給能力差異性較大[41],需要對快速退化的生態服務功能優先保護。為此,本文以每種生態服務價值的多年平均變化率和分層聚類權重[26,41-43]構建優先指數,對生態服務靜態價值進行動態重構,以克服原有生態服務價值核算的局限性。優先指數的計算公式為：

(4)

研究區生態服務動態價值ESVD的計算公式為：

(5)

3 結果

3.1 不同利用類型土地的時空分布特征

表2和圖2表明,研究區土地總面積隨著時間延續雖有增減但是變化不大。圖2和圖3表明,2000—2018年,研究區耕地和草地面積均減少。耕地面積的降幅最大,2015—2018年降幅2.91%。林地、水體和城鄉建設用地面積均不同程度增加。其中,城鄉建設用地面積的增幅最大,2015—2018年88.0%的城建用地源于耕地；未利用地占比最小但是波幅較大。土地利用格局變動會對生態服務功能發揮造成影響。

圖2 2000—2018年研究區不同利用類型土地的面積變化趨勢Fig.2 The area change trend of different land use types in the study area from 2000 to 2018

表2 2000—2018年研究區不同利用類型土地的面積及其變化狀況/hm2Table 2 The area and change status of different land use types in the study area from 2000 to 2018

圖3 2000—2018年研究區不同利用類型土地的面積及其占比Fig.3 The area and its proportion of different land use types in the study area from 2000 to 2018

3.2 靜態生態服務價值演變

3.2.1生態服務總價值變化

由圖4可知,2000—2018年,研究區生態服務的靜態總價值呈增長態勢,從2000年的5.1558×1011元下降到2015年的5.1397×1011元,再上升到2018年的5.1601×1011元,19年間的變化率為0.084%；生態服務價值略有起伏,差異不大。

圖4 2000—2018年各利用類型土地的生態服務價值與總價值Fig.4 Changes of ecosystem service value and total value of various land use types from 2000 to 2018

圖5表明,不同利用類型土地的生態服務價值年際變化呈波動狀態：耕地和草地均呈減少趨勢,而林地、城鄉建設用地、水體和未利用地總體呈現增加趨勢。2000—2015年,耕地和未利用地均為負增長；水體和城鄉建設用地均為正增長,增長率由0.11%—7.12%不等。而2015—2018年,除耕地和草地外的其它四類土地類型的生態服務價值均為正增長,城鄉建設用地增長率為24.01%；2000—2018年,除城鄉建設用地和未利用地之外,水體是變化率最大的土地利用類型,變化率為4.88%。

圖5 2000—2018年研究區各利用類型土地生態服務價值單項與總價值的增量及其變化率Fig.5 The increment and change rate of individual and total value of eco-service value of different land use types in the study area from 2000 to 2018

研究區生態服務提供主體從大到小依次為：林地>耕地>草地>水體>城鄉建設用地>未利用地。林地和草地均為研究區各年份生態服務價值的主要部分,19年間林地生態服務價值一直占據多數(46.65%—48.25%),增幅最明顯(2.50×1011元),而未利用地的增幅最少(1.99×108元)。2000—2015年,研究區生態服務價值呈現負增長,主要是由于耕地、林地與草地面積大幅減少；而2015—2018年間,林地與水體面積逐步上升,使研究區生態服務價值增長。2000—2015年間水體面積小幅增加,增幅為1.67%,2015—2018年間增幅明顯,為3.16%,增加值為2000—2015年間增加值的1.89倍,可能是2014年12月12日南水北調中線工程全線貫通正式運營后輸水對途經區水體面積增加的貢獻,使得其生態服務價值增加,尤其在南水北調中線工程開工并正式輸水(2014年12月)之后增加明顯,2015—2018年增加量為2.457×109元,是2000—2015年增加量的1.93倍。

3.2.2靜態生態服務價值的敏感性分析

研究區歷年各利用類型土地靜態生態服務價值的敏感性指數均低于1,表明其對價值系數的敏感性較低、缺乏彈性,因而可信(表3)。

表3 研究區不同利用類型土地靜態生態服務價值的敏感指數Table 3 The sensitivity index of static ecological service value of different land use types in the study area

3.2.3不同利用類型土地單項生態服務功能價值的變化

由圖6可知,2000—2018年,研究區生態服務價值中占比最高的是水文調節功能,約為30.37%—30.44%；養分循環的生態服務價值占比最低,約為1.35%—1.41%。2000—2015年,食物生產、原料生產、氣體調節、凈化環境、氣候調節、水文調節、氣候調節、生物多樣性、土壤保持和養分循環均呈減少趨勢；2015—2018年,水資源供給、氣候調節、凈化環境、水文調節、養分循環、生物多樣性與美學景觀均為正增長。而由于耕地流失導致食物生產價值的下降最顯著,為5.59%。氣體調節、氣候調節、土壤保持和養分循環等的生態服務價值均小幅減少,導致研究區生態服務的總價值降低。水文調節與水資源供給在2015—2018年增加量分別為4.7683×108元和2.2228×109元,增加率分別為 3.04%和9.17 %,部分歸因于南水北調中線工程調水,2015—2018年水體面積增加值為2000—2015年間增加值的1.89倍(圖6)。

圖6 2000—2018年研究區各項生態服務功能價值的變化Fig.6 Change of different ecological service function value in the study area from 2000 to 2018

3.2.4生態服務靜態總價值的時空分布特征

圖7表明,2000—2018年,研究區生態服務靜態總價值的空間分布差異明顯,總體來看西高東低。對照研究區高程狀況(圖1)可知,高值區主要集中在海拔較高的西南部水源核心供給區,即十堰市、漢中市、安康市、商洛市和南陽市西部,是因為主要土地類型為林地和水體,森林覆蓋率高,水體面積廣；低值區主要位于地形較為平坦的平原區和城市群,即河南省和河北省大部,是因為主要土地類型為耕地和城鄉建設用地,人類活動強度較大。

圖7 2000—2018年研究區靜態服務總價值的空間分布Fig.7 Spatial distribution of total static service value in the study area from 2000 to 2018

從2000—2018年,研究區低價值區的面積略有減少,但是分布區域相對固定；高值區的面積逐步增加,尤其是大規模調水后河南省和河北省大部分地區都出現了零星分布于調水線路周邊的高值區；核心調入區北京市和天津市的高值區增加度更明顯,北京市北部高值區數量增加,天津市低值洼地周邊出現了3個明顯的高值區。

3.3 生態服務動態價值

研究區各生態服務功能的優先指數見表4。從2000—2018年,研究區水資源供給、氣候調節和水文調節的優先指數較低,食物生產、美學景觀和原料生產的優先指數較高,表明后三種生態服務功能的供給能力有所下降,需要針對性保護以提高其服務能力；而前三者的供給能力有所增強,需要持續維護。研究區2000—2018年生態服務功能的動態總價值為1.38×1012元,顯著低于靜態總價值(2.58×1012元),主要是由于動態與靜態生態服務的價值系數差別較大。

表4 研究區各生態服務功能的優先指數Table 4 Priority index of each ecological service function in the study area

與圖6相比,研究區氣候調節、土壤保持、養分循環和生物多樣性的動態價值減少,而食物生產、原料生產、水資源供給、氣體調節、水文調節、凈化環境和美學景觀的動態價值增加。不同服務功能價值對研究區動態總價值的貢獻大小不一。研究區耕地面積近半且降幅明顯,因此其食物生產和土壤保持功能對研究區生態服務的動態價值與總價值均影響較大,今后要注意維持耕地的數量相對穩定,提高糧食單產,提升食物生產與土壤形成與保護的生態服務功能價值,以維護研究區生態服務供給的平衡[38]?？梢?生態服務靜態價值重構可充分體現其單項生態服務功能貢獻的相對重要性和動態變化性；靜態價值與動態價值相結合的分析方法更能全面反映研究區生態服務功能的變化趨勢,為生態環境針對性保護與合理利用提供科學依據(表5)。

表5 重構后的研究區各生態服務功能的動態價值/元Table 5 Dynamic value of each ecological service function in the study area after reconstruction

4 討論

綜合比較可操作性、對比性和經濟性,謝高地等基于Costanza等研究結果修正的當量因子法更適合于中國生態服務價值評估的實際[5,9]。但是,由于當量因子法未細分單項生態服務功能,未區分各單項生態服務功能的貢獻權重[41]。本文基于優先指數對生態服務靜態價值進行重構,根據動態價值判斷其保護的優先級別,以對薄弱的單項生態服務功能進行針對性保護,彌補了現有當量因子法的不足。

孫東琪等[44]研究發現,2000—2005年中國的生態環境質量趨于惡化但惡化趨勢減緩；2005—2010年中國的生態環境質量仍較差但惡化態勢明顯趨緩且局部有所改善；本文的研究結果與之吻合。

然而,受數據獲取限制,本文未對南水北調中線工程導致的各省市生態服務價值變化進行詳細分析；受數據源分辨率和分類精度影響,也未對同一土地利用類型進行二級細分類,而是將水田和旱地等整合為耕地,導致這類土地生態服務的價值系數存在偏差；同時,生態服務功能的價值系數賦值也有一定的主觀性,導致生態服務價值核算誤差[45]。

社會因素和自然因素同時影響著生態服務功能的維持和供給,社會因素中的人口數量與質量、經濟發展水平、城鎮化率和政策等因素都會導致研究區生態服務價值產生變動,其中政策因素直接影響、甚至決定著土地利用結構的變化方向,導致土地利用類型變化,使研究區單項與總的生態服務價值變化[2]。不同的土地利用強度也會影響生態系統服務的價值[46]。本文僅從土地利用變化角度探討區域生態服務價值時空分布特征及其影響因素，未能充分識別社會經濟因素的作用。

5 結論

生態服務價值的合理估算可以判斷區域生態系統和生態服務功能的強弱。本文基于改進后的當量因子法評估了南水北調中線工程途經區2000—2018年生態服務價值的時空變化,應用優先指數對生態服務靜態價值進行重構得到了生態服務的動態價值。結果表明：

(1)2000—2018年研究區生態服務靜態價值略有增加,2018年達到峰值。19年間各利用類型土地的生態服務價值差距較大,森林的最高,未利用地的最低；耕地和草地的連續減少,水體和城鄉建設用地的連續增加；水文調節服務價值的貢獻率最高。(2)2000—2018年研究區生態服務靜態價值的空間分布差異明顯,自西部向東部遞減,北京市和天津市調水后高值區增加。(3)2000—2018年研究區生態服務功能的動態總價值僅有低于靜態總價值的一半,主要是由于動態與靜態生態服務的價值系數差別較大。

因此,應重視土地利用類型變化和薄弱生態服務功能對生態服務總價值的影響,優化土地利用結構,開展針對性保護,以穩步提升整個區域生態服務的總價值。