土地利用變化對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的影響
——以密云水庫流域為例

李屹峰，羅躍初，劉 綱，歐陽志云，鄭 華，*

(1.中國科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心城市與區(qū)域生態(tài)國家重點實驗室，北京 100085;2.中國地質(zhì)環(huán)境監(jiān)測院北京 100081)

生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能是指生態(tài)系統(tǒng)形成和所維持的人類賴以生存和發(fā)展的環(huán)境條件與效用，是人類賴以生存的基礎(chǔ)，與人類福利息息相關(guān)［1-4］，隨著人們對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能重要性的理解逐漸加深，眾多研究者在生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的產(chǎn)生原因、影響因素、管理措施等方面開展了大量的研究［5-8］。土地利用變化蘊(yùn)含大量人類活動的信息，可以通過改變生態(tài)系統(tǒng)類型、格局以及生態(tài)過程直接影響生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能，是生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能變化的重要驅(qū)動力［9-11］，隨著土地利用變化成為全球變化的焦點，其對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的影響也受到越來越多的關(guān)注［12-14］。定量評估土地利用變化與生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能變化之間的關(guān)系成為當(dāng)前生態(tài)學(xué)研究的熱點［15-16］。

潮白河屬于海河水系的五大河之一，密云水庫是潮白河上最重要的水庫，密云水庫流域是北京市重要水源地，流域人地關(guān)系緊張，生態(tài)環(huán)境脆弱。隨著人類活動干擾進(jìn)一步加劇，流域內(nèi)的地類覆蓋發(fā)生了一系列變化，進(jìn)而對水生態(tài)產(chǎn)生了一系列影響，國內(nèi)學(xué)者對此展開了一定的研究:李子君［17］的研究表明流域徑流量逐年減少，20世紀(jì)90年代的徑流量僅為60年代的75%;密云水庫入庫徑流的富營養(yǎng)化水平也在逐漸加?。?8］;耕地和林草地的分布直接影響對流域的水土保持［19］;鄭江坤［20］的研究也表明流域土地利用的變化對生態(tài)服務(wù)價值有明顯的影響。然而目前流域土地利用變化對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)影響尚缺乏系統(tǒng)的研究，這在一定程度上阻礙了進(jìn)一步的管理決策，不利于流域的可持續(xù)發(fā)展規(guī)劃。基于此，本研究分析了密云水庫流域1990—2009年的土地利用變化，并引入基于土地利用變化的空間顯式模型(InVEST模型)來模擬流域內(nèi)多種生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的變化，探討土地利用變化對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的影響，以期將服務(wù)功能的研究結(jié)果納入決策體系，為流域的土地管理決策和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能保育提供科學(xué)依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

密云水庫流域是指潮白河流域密云水庫所控制的上游部分，由潮、白河兩大水系組成(圖1)，地理位置40°19'—41°38'N，115°25'—117°35'E，總面積約 1.52萬km2，流域北接內(nèi)蒙古高原，南鄰華北平原，地跨北京市的密云、懷柔、延慶以及河北省的灤平、豐寧、赤城等10個區(qū)縣。流域?qū)儆谂瘻貛Ъ撅L(fēng)型大陸性半濕潤半干旱氣候，四季分明，干旱冷暖變化明顯，全年平均氣溫9—10℃，全年降雨量約為490 mm，年際變化大，年內(nèi)分布也不均，降雨絕大多數(shù)集中在汛期，降雨所形成的地表徑流是河流的主要補(bǔ)給形式。流域內(nèi)土壤分為褐土、棕壤、草甸土和粟鈣土四大類，流域內(nèi)植被以原始次生林和人工林為主，天然次生林樹種以闊葉混交雜木林為主，人工林主要包括油松、側(cè)柏、刺槐和落葉松。

密云水庫全面積約188 km2，最大庫容量為43.75億m3，每年向北京市供水3—4億m3，是北京市唯一的地表水源，直接影響北京市的用水安全。水庫的水量水質(zhì)受到上游區(qū)域的直接影響，因而上游區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的維持和改善對當(dāng)?shù)匾约氨本┦械纳鷳B(tài)安全具有重要的意義，而且隨著水資源日益緊缺，這種重要性越來越凸顯。

圖1 密云水庫流域Fig.1 Miyun reservoir watershed

2 研究方法

2.1 土地利用分析

以研究區(qū)1990年、2000年、2009年的Landsat TM影像(像元大小30m×30m，軌道號為23031、23032、24031、24032)為基礎(chǔ)，以研究區(qū)DEM、坡度坡向圖、“國家科學(xué)數(shù)據(jù)共享工程——地球系統(tǒng)科學(xué)共享網(wǎng)”提供的土地覆蓋數(shù)據(jù)等為輔助數(shù)據(jù)，根據(jù)流域?qū)嶋H情況建立二級分類體系(表1)，結(jié)合野外調(diào)查的GPS點作為地表特征參照，利用ERDAS9.1軟件進(jìn)行監(jiān)督分類，并利用復(fù)查的地面驗證點進(jìn)行驗證，精度達(dá)到75%，輸出分類圖像，并利用GIS的“Tabulate area”工具獲得流域不同時期的土地利用轉(zhuǎn)移矩陣。

表1 土地利用分類體系Table 1 Land use classification system

2.2 數(shù)據(jù)收集

本研究收集的氣象數(shù)據(jù)包括密云站、北京站等6個氣象站1980—2009年的月溫度數(shù)據(jù);降雨數(shù)據(jù)包括下會、張家墳等16個雨量站點1980—2009年的月降雨量;水文數(shù)據(jù)包括下會、張家墳2個水文站1980—2009年的徑流量數(shù)據(jù)，下會、張家墳2個水文站1980—2009年的水體泥沙含量數(shù)據(jù)，辛莊、大關(guān)橋2個站點1980—2009年的水體總氮含量數(shù)據(jù)。模型所需的其他數(shù)據(jù)均來自于相關(guān)文獻(xiàn)和資料。

2.3 模型原理以及校驗

InVEST模型是由斯坦福大學(xué)(Stanford University)開發(fā)，大自然保護(hù)協(xié)會(The Nature Conservancy)和世界自然基金會(World Wide Fund For Nature)聯(lián)合支持的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能評估模型(http://invest.ecoinformatics.org/)，該模型基于GIS，模擬土地覆蓋對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的影響，結(jié)合土地利用情景，能夠在不同地理尺度和社會經(jīng)濟(jì)尺度上檢測生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能供給的潛在變化以及服務(wù)功能之間的權(quán)衡。本研究所使用的模型版本為InVEST 2.1 Beta，該版本所包括海岸、生境、固碳、土壤侵蝕、水質(zhì)、傳粉等一系列模塊，根據(jù)流域的實際情況，本研究選取了“產(chǎn)水量”、“土壤保持”、“水質(zhì)凈化”一共3個子模型。

“產(chǎn)水量”模型基于一個簡化的水文循環(huán)模型，忽略地下水的影響，模擬一定區(qū)域內(nèi)的地表產(chǎn)水量，產(chǎn)水量越多，水資源供給服務(wù)就越多。水量通過以下模型進(jìn)行計算:

式中，Yxj為第j土地利用類型柵格x的產(chǎn)水量;AETxj為第j土地利用類型柵格x的每年實際水分蒸散量;Pxj為第j類土地利用類型柵格x的年降雨量。該模塊需要的數(shù)據(jù)主要包括年降水量、潛在蒸散量、土地利用圖、土壤深度、根系深度、植物可利用水含量和蒸散系數(shù)等。其中年降雨量是將各雨量站的原始數(shù)據(jù)在Arc-GIS平臺中利用“克里金法”進(jìn)行插值而得到;潛在蒸散量的計算則是先根據(jù)Modified-Hargreaves法求得各氣象站點的潛在蒸散量，再在Arc-GIS平臺中利用“泰森多邊形法”進(jìn)行插值而得到;其他模型輸入由收集的流域相關(guān)數(shù)據(jù)按照模型的要求換算單位并整理成合適的格式。

“土壤保持”模型用通用土壤流失方程模擬一定區(qū)域的土壤侵蝕速率，土壤侵蝕量越小，土壤保持功能越好。土壤流失量用下列方程計算:

式中，USLEx表示柵格x的土壤侵蝕量，影響土壤侵蝕量的因子包括:Rx為降雨侵蝕力因子，Kx為土壤可蝕性因子，LSx為坡度、坡長因子，Cx為植被覆蓋因子，Px為管理因子。在輸入數(shù)據(jù)中，降雨侵蝕力因子先利用Wischmeier建立的方法計算出各雨量站點的值，然后在Arc-GIS平臺中利用“克里金法”進(jìn)行插值而得到;土壤可蝕性因子由土壤圖利用諾謨方程計算得出;其他模型輸入由收集的流域相關(guān)數(shù)據(jù)按照模型的要求換算單位并整理成合適的格式。

“水質(zhì)凈化”模型是用水體中總氮的含量來表征水質(zhì)狀況，忽略其他污染源，只考慮非點源污染，總氮輸出越高，水質(zhì)凈化功能就越少，此種服務(wù)的評價主要基于屬于系數(shù)途徑進(jìn)行評價，評價方法為:

式中，ALVx為柵格x調(diào)節(jié)的載荷值，polx為柵格x的輸出系數(shù)，HSSx為柵格x的水文敏感得分值。該模塊的主要參數(shù)是土地利用類型、總氮輸出負(fù)荷、DEM、產(chǎn)水量數(shù)據(jù)等。產(chǎn)水量數(shù)據(jù)由“產(chǎn)水量”模型的結(jié)果提供，其他模型輸入由收集的流域相關(guān)數(shù)據(jù)按照模型的要求換算單位并整理成合適的格式。

“固碳”服務(wù)是按照不同的土地利用類型所對應(yīng)的固碳速率來進(jìn)行計算，且只考慮農(nóng)田、森林和草地的固碳服務(wù)。結(jié)合流域的實際情況，參考 Lu［21］、方瑜［22］、白楊［23］、郭然［24］、周玉榮［25］的數(shù)據(jù)，得到不同土地利用類型所對應(yīng)的不同碳庫的固碳速率(表2)，在Arc-GIS中利用“柵格計算器”計算出不同土地利用方式中的生態(tài)系統(tǒng)固碳量，并輸出固碳量的空間分布圖，然后利用空間分析工具計算出流域總的碳儲存量，即流域的固碳服務(wù)。

表2 不同地類的固碳速率Table 2 Carbon sequestration rate of different land use types

將初步模擬的數(shù)據(jù)與實際觀測值進(jìn)行對比，并參考相關(guān)的文獻(xiàn)和數(shù)據(jù)，微調(diào)參數(shù)，對模型進(jìn)行校檢，最終校驗的結(jié)果顯示模擬結(jié)果與實測數(shù)據(jù)之間的決定系數(shù)R2均超過0.65(圖2)。用檢驗確定的參數(shù)運行模型，并輸出結(jié)果。為了明確土地利用變化對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的影響，與降雨量、溫度有關(guān)的模型輸入均采用流域多年(1980—2009年)的平均值，以消除氣候因子的影響。

圖2 模型驗證結(jié)果Fig.2 The results of model validation

3 研究結(jié)果

3.1 密云水庫流域土地利用的數(shù)量變化

流域1990、2000、2009年不同土地利用類型的面積如圖3所示。1990—2000年間，農(nóng)田面積減少了15%，草地面積增加了20%，水體面積也增加了34%，林地的面積變化并不大，僅減少了2%，建筑用地和裸地面積的變化幅度同樣很小;2000—2009年間，林地面積出現(xiàn)大幅度的增加，增幅達(dá)到33%，同時建筑用地面積也增加了281%，裸地面積也有314%的增幅，草地和水體有較大比例的減少，減幅分別達(dá)到56%和70%，農(nóng)田面積也減少了17%?？偟膩砜?，在整個研究期內(nèi)，農(nóng)田、草地和水體的面積減少，減幅分別為30%、48%、61%，林地、建筑用地和未利用地的面積增加，增幅分別為30%、230%、282%。各個時期流域土地利用變化都十分劇烈，而且無論在哪個時期，林地，草地和農(nóng)田都占據(jù)了流域絕大多數(shù)的面積，是整個流域的景觀基質(zhì)，對整體景觀有較大的貢獻(xiàn)。

3.2 密云水庫流域土地利用的相互轉(zhuǎn)化

土地利用轉(zhuǎn)移矩陣可以全面具體地刻畫區(qū)域土地利用在一定時期內(nèi)變化的結(jié)構(gòu)特征，有助于研究者了解研究初期各類型土地的去向［26-27］，能夠解釋研究期間各土地類型面積的相互轉(zhuǎn)化情況，流域研究期內(nèi)土地轉(zhuǎn)移矩陣如表3所示。

1990—2000年間，分別有約7%和9%的農(nóng)田轉(zhuǎn)變?yōu)樯趾筒莸?，森林和草地之間存在高頻度的相互轉(zhuǎn)化，約有16%的森林轉(zhuǎn)成草地，同時27%的草地轉(zhuǎn)成森林，這表明草地是發(fā)生土地利用變化非常頻繁的地類，而且在林地-農(nóng)田的轉(zhuǎn)變過程中可能起著過渡地類的作用。2000—2009年間，流域地類轉(zhuǎn)化更加明顯，其中農(nóng)田向其他地類轉(zhuǎn)變的幅度明顯增大，約有31%的農(nóng)田轉(zhuǎn)成森林，所占比例最大，19%的農(nóng)田轉(zhuǎn)成草地，同時還有6%的農(nóng)田轉(zhuǎn)成建筑用地，該時期內(nèi)另一個明顯的變化是草地向森林的轉(zhuǎn)變，約有66%的草地轉(zhuǎn)成了森林，這也是該時期內(nèi)草地面積大幅度減少的重要原因，同時還有15%的草地轉(zhuǎn)成農(nóng)田，2%的草地轉(zhuǎn)成了建筑用地，草地和農(nóng)田向建筑用地的轉(zhuǎn)變是該時期內(nèi)建筑用地面積大幅度增加的主要原因。

圖3 不同年份地類的面積Fig.3 The area of different land use types in different years

總的來看，在1990—2009年間，流域內(nèi)分別有36%、19%、5%的農(nóng)田轉(zhuǎn)成森林、草地和建筑用地;一部分森林也發(fā)生了向農(nóng)田和草地的轉(zhuǎn)變，所占的比例分別為7%和6%;草地向其他地類的轉(zhuǎn)變是最為劇烈的，多達(dá)65%的草地轉(zhuǎn)變成了森林，還有15%轉(zhuǎn)成了農(nóng)田;同時該時期內(nèi)約有70%的水體轉(zhuǎn)變成了其他地類，這表明流域內(nèi)的地表水資源經(jīng)歷了一個較為明顯的衰減過程，河道和濕地的干涸使得原有的水體變成裸地或者是被改造為建筑用地。這一系列的變化表明在1990—2009年，密云水庫流域林地-草地-農(nóng)田這3種地類之間存在較為頻繁的相互轉(zhuǎn)變，包括農(nóng)業(yè)、森林管理等一系列人類活還是流域土地利用變化的重要影響因素。

表3 流域土地利用轉(zhuǎn)移矩陣Table 3 land use transition matrix in watershed

4.3 密云水庫流域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的響應(yīng)

隨著土地利用的變化，密云水庫流域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能也相應(yīng)發(fā)生著顯著的變化。密云水庫流域產(chǎn)水量的變化如圖 4 所示，1990、2000、2009 年，流域的產(chǎn)水量分別為3.99、4.20、3.87 億 m3，總體來看整個研究期內(nèi)減少了3%，流域約有48%的區(qū)域產(chǎn)水量減少(圖5)。2009年的產(chǎn)水量最小，這是因為該時期的土地利用中林地的面積最大，包括針葉林、闊葉林等在內(nèi)的森林地類具有更大的水分蒸散能力，單位面積的林地比農(nóng)田草地能散失掉更多的水分，因此2000—2009年大范圍擴(kuò)張的林地使得產(chǎn)水量減小，流域產(chǎn)水量出現(xiàn)衰減的區(qū)域超過總面積的41%，尤其是中部地區(qū)和水庫周邊地區(qū)出現(xiàn)非常明顯的產(chǎn)水量衰退。而1990—2000年間，流域內(nèi)耗水量相對較大的農(nóng)田面積減少，同時水分蒸散能力相對較小的草地面積出現(xiàn)一定程度的增加，這一系列的變化使得該時期內(nèi)流域的產(chǎn)水量出現(xiàn)增幅，產(chǎn)水量變化的空間分布也表明流域約有31%的區(qū)域產(chǎn)水增加。

圖4 不同年份的模型輸出結(jié)果Fig.4 Outputs of model in different years

密云水庫流域的泥沙輸出量在研究期內(nèi)逐漸減少，1990、2000、2009年的輸出量分別為6.05、5.61、3.26萬t(圖4)，這表明研究期內(nèi)流域土壤保持功能持續(xù)得到改善，2009年比1990年增加了46%，從空間上來看，有37%的區(qū)域土壤保持服務(wù)得到改善。受到地形以及耕作特征的影響，農(nóng)田具有比其他土地覆蓋類型更高的泥沙輸出負(fù)荷，因此在過去的20a間，流域內(nèi)農(nóng)田面積的持續(xù)減少使得整體的泥沙輸出量持續(xù)減少。而在2000—2009年間流域泥沙輸出量減幅比前10更加明顯，這是由該時期內(nèi)林地面積的大幅度增加引起的，森林地表的生物多樣性較高，植被覆蓋度也相對較好，因而不僅自身泥沙輸出負(fù)荷小，而且還有較好的泥沙截留能力，該時期森林面積的大規(guī)模擴(kuò)張使得流域土壤保持服務(wù)的增幅更大，空間分布圖也顯示該時間段內(nèi)流域土壤保持服務(wù)出現(xiàn)增加的區(qū)域超過流域總面積的一半，達(dá)到64%(圖5)。

1990—2009年，流域總氮輸出呈先減少后增加的趨勢，3期的輸出量分別為634、571、987t，總體來看有較明顯的增幅(圖4)，這表明的20a間，流域的水質(zhì)凈化功能衰減了55%。1990—2000年間，農(nóng)田的面積持續(xù)減少，由農(nóng)業(yè)活動導(dǎo)致的面源污染也隨之減少，從而在該時期內(nèi)流域的總氮輸出略有減少，但總體變化并不十分顯著。在2000—2009年間，農(nóng)田面積持續(xù)減少并且林地出現(xiàn)大面積擴(kuò)張，前者能直接減少流域面源污染，后者由于林地有較好的氮素吸收去除能力，也能在一定程度上減少流域的總氮輸出，但該時期內(nèi)流域總氮輸出量還是出現(xiàn)顯著的增加。其原因在于城鎮(zhèn)的快速擴(kuò)張，在這一時期內(nèi)，建筑用地面積擴(kuò)張了280%，該種地類具有極高的氮素輸出負(fù)荷，而且一般建筑用地都臨近河道，這種地類產(chǎn)生的氮素難以經(jīng)過植物吸收去除而直接進(jìn)入水體，故雖然其面積凈增幅不大，但對流域總氮輸出的增加卻十分明顯。雖然在該時期內(nèi)流域有60%的區(qū)域水質(zhì)凈化服務(wù)增加(圖5)，但是由于城鎮(zhèn)的高氮素輸出負(fù)荷，流域總體的水質(zhì)凈化服務(wù)還是出現(xiàn)了顯著的衰退。

研究期內(nèi)，流域的總固碳量也呈現(xiàn)出先減少再增加的變化趨勢(圖4)，3期的固碳量分別為3.38×106、3.08×106、4.03×106t，總的來看碳儲量增加了0.64×106t，增幅達(dá)19%，表明流域的固碳服務(wù)有較大的改善。1990—2000年，流域林地面積減少是該時間段內(nèi)固碳量減少的主要原因，森林生態(tài)系統(tǒng)的固碳速率遠(yuǎn)高于其他類型的生態(tài)系統(tǒng)，因此林地向農(nóng)田和草地的轉(zhuǎn)化會使得流域的固碳服務(wù)出現(xiàn)衰減。2000—2009年間，由于林地的大面積擴(kuò)張，固碳速率有明顯的增加，同時農(nóng)田的持續(xù)減少進(jìn)一步增加了流域總固碳量，該時間段內(nèi)雖然建筑用地和裸地的大幅度擴(kuò)張會在一定程度上減少固碳量，但相比于林地面積的增幅和農(nóng)田面積的減幅，這種變化還很微小，因而流域固碳服務(wù)在該時間段內(nèi)增加了31%(圖5)。

圖5 不同時期生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)變化的空間分布Fig.5 Maps of change in ecosystem services in different periods

4 討論

隨著人口增長、經(jīng)濟(jì)發(fā)展以及一系列國家/地方政策的實施，密云水庫流域土地利用發(fā)生了劇烈的變化，過去20a的基本趨勢表現(xiàn)為流域林地、建筑用地和裸地增加，農(nóng)田、草地以及水體減少。從土地利用轉(zhuǎn)移變化來看，隨著退耕還林還草政策的持續(xù)施行，密云水庫流域內(nèi)的農(nóng)田持續(xù)向草地和森林轉(zhuǎn)變，而且在后10a，隨著流域內(nèi)大規(guī)模的植樹造林工程，森林?jǐn)U張的趨勢十分明顯，與之相對應(yīng)的是農(nóng)田面積與草地面積的減少。農(nóng)田、森林和草地三者之間處于高速的相互轉(zhuǎn)換之中。同時，在2000—2009年，流域內(nèi)建筑用地的大規(guī)模擴(kuò)張占用的主要是農(nóng)田和草地的面積。

總的來看，森林的蒸散量要高于其他的土地覆蓋類型，因此在氣候條件一致的情況下，流域內(nèi)水資源供給服務(wù)隨著森林面積的擴(kuò)張而出現(xiàn)衰退，眾多研究也表明林地面積的擴(kuò)張會明顯減少河流徑流量［28-29］。流域1990—2009年水資源供給服務(wù)衰減幅度為3%，比2000—2009年間要小，但是兩個時間段內(nèi)林地面積的變化相差不大，這是因為流域內(nèi)蒸散水分的能力由高到低分別是森林、農(nóng)田和草地，而1990年的農(nóng)田變成2009年的森林時，在2000年一般都是草地，故在2000—2009年間流域產(chǎn)水量的衰減更加明顯。流域的泥沙輸出主要受農(nóng)田面積的影響，隨著農(nóng)田面積的持續(xù)減少，泥沙輸出也逐漸減少，同時林地的擴(kuò)張有利于水土保持，林地面積的大幅度增加使得泥沙輸出在2000年后大幅度下降，因此土壤保持功能得到了較明顯的改善。林地面積的增加雖然能改善水質(zhì)凈化功能，但是該種服務(wù)功能主要受到建筑用地的影響，建筑用地的擴(kuò)張雖然總面積并不大，但是對水質(zhì)凈化功能的損害是及其顯著的。固碳服務(wù)則表現(xiàn)出與森林面積較強(qiáng)的相關(guān)性，隨著森林面積的增加，固碳服務(wù)出現(xiàn)明顯的增幅。

如何采取合理的管理措施來對多種生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能進(jìn)行綜合管理，進(jìn)而實現(xiàn)最優(yōu)化的發(fā)展一直是研究者關(guān)注的焦點［30-34］，Bennett［35］認(rèn)為針對不同生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能之間共同的驅(qū)動力采取措施能有效促進(jìn)多種服務(wù)功能的協(xié)同發(fā)展。本研究關(guān)注的服務(wù)之間的共同驅(qū)動力是土地利用變化，因而在明確地類變化對服務(wù)功能影響的基礎(chǔ)上，決策者能通過制定合適的土地利用規(guī)劃來實現(xiàn)可持續(xù)管理［36-38］。結(jié)合流域的實際情況來看，管理生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的關(guān)鍵在于合理配置林地、草地和農(nóng)田的分布格局。流域內(nèi)林地的大面積擴(kuò)張很好的改善了調(diào)節(jié)服務(wù)，但是對產(chǎn)水量的損害也是明顯的，在流域水資源供需矛盾日益尖銳的情況下，進(jìn)一步增加林地面積不僅對服務(wù)功能的改善有限，還有可能會進(jìn)一步加劇流域缺水的現(xiàn)狀。因此在未來的規(guī)劃中可以選取合適的區(qū)域進(jìn)行林地改造利用，同時加強(qiáng)關(guān)鍵區(qū)域的保護(hù)來保證水質(zhì)，從而實現(xiàn)不同生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)之間的協(xié)同發(fā)展。譬如大量的研究表明建設(shè)80m寬的河岸帶能夠較好地控制土壤元素流失，能有效減少50%—70%的沉積物［39-41］。除了上述地類的分布格局之外，城鎮(zhèn)區(qū)域極高的氮素輸出負(fù)荷也暗示著在區(qū)域發(fā)展規(guī)劃中，需要加大對城鎮(zhèn)污染的治理，降低該種地類的單位面積污染輸出負(fù)荷，從而減少對整體生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的負(fù)面影響，在城市化進(jìn)程加快的大背景下，這一點的重要性愈發(fā)凸顯。

本研究用中所涉及的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能種類相對較少，結(jié)果具有一定的局限性，但本研究依舊表明基于土地利用變化的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能研究方法是一種可行的研究范式，有助于將科學(xué)研究的結(jié)果納入流域管理決策。在進(jìn)一步的研究中，需要對評估方法進(jìn)行完善，模擬更多的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能，并對模擬結(jié)果進(jìn)行綜合，用直觀透明的指標(biāo)來顯示結(jié)果，從而使研究結(jié)果更易于接受和應(yīng)用。

［1］ Daily G C，Nature's services:societal dependence on natural ecosystems.Washington D C:Island Press，1997.

［2］ Costanza R，dArge R，deGroot R，F(xiàn)arber S，Grasso M，Hannon B，Limburg K，Naeem S，Oneill R V，Paruelo J，Raskin R G，Sutton P，vandenBelt M.The value of the world's ecosystem services and natural capital.Nature，1997，387(6630):253-260.

［3］ Ouyang Z Y，Wang R S，Zhao J Z.Ecosystem services and their economic valuation.Chinese Journal Of Applied Ecology，1999，10(5):635-640.

［4］ MA，Ecosystems and Human well-being.Washington D C:Island Press，2005.

［5］ Gascoigne W R，Hoag D，Koontz L，Tangen B A，Shaffer T L，Gleason R A.Valuing ecosystem and economic services across land-use scenarios in the Prairie Pothole Region of the Dakotas，USA.Ecological Economics，2011，70(10):1715-1725.

［6］ Daily G C，Matson P A.Ecosystem services:from theory to implementation.Proc Natl Acad Sci U S A，2008，105(28):9455-6.

［7］ Battin J，Wiley M W，Ruckelshaus M H，Palmer R N，Korb E，Bartz K K，Imaki H.Projected impacts of climate change on salmon habitat restoration.Proc Natl Acad Sci U S A，2007，104(16):6720-5.

［8］ Polasky S，Segerson K.Integrating Ecology and Economics in the Study of Ecosystem Services:Some Lessons Learned.Annual Review of Resource Economics，2009，1:409-434.

［9］ Polasky S，Nelson E，Pennington D，Johnson K A.The Impact of Land-Use Change on Ecosystem Services，Biodiversity and Returns to Landowners:A Case Study in the State of Minnesota.Environmental＆ Resource Economics，2011，48(2):219-242.

［10］ Nelson E，Sander H，Hawthorne P，Conte M，Ennaanay D，Wolny S，Manson S，Polasky S.Projecting global land-use change and its effect on ecosystem service provision and biodiversity with simple models.PLoS One，2010，5(12):e14327.

［11］ Wardrop D H，Glasmeier A K，Peterson-Smith J，Eckles D，Ingram H，Brooks R P.Wetland ecosystem services and coupled socioeconomic benefits through conservation practices in the Appalachian Region.Ecological Applications，2011，21(3):S93-S115.

［12］ Folke C，Carpenter S，Elmqvist T，Gunderson L，Holling C S，Walker B.Resilience and sustainable development:Building adaptive capacity in a world of transformations.Ambio，2002，31(5):437-440.

［13］ Daily G C，Polasky S，Goldstein J，Kareiva P M，Mooney H A，Pejchar L，Ricketts T H，Salzman J，Shallenberger R.Ecosystem services in decision making:time to deliver.Frontiers in Ecology and the Environment，2009，7(1):21-28.

［14］ Swetnam R D，F(xiàn)isher B，Mbilinyi B P，Munishi P K T，Willcock S，Ricketts T，Mwakalila S，Balmford A，Burgess N D，Marshall A R，Lewis S L.Mapping socio-economic scenarios of land cover change:A GIS method to enable ecosystem service modelling.Journal of Environmental Management，2011，92(3):563-574.

［15］ Du Z，Shen Y，Wang J，Cheng W.Land-use change and its ecological responses:a pilot study of typical agro-pastoral region in the Heihe River，northwest China.Environmental Geology，2009，58(7):1549-1556.

［16］ Li T，Li W，Qian Z.Variations in ecosystem service value in response to land use changes in Shenzhen.Ecological Economics，2010，69(7):1427-1435.

［17］ Li Z J，Li X B.Trend and causation analysis of runoff variation in the upper reach of Chaobaihe River Basin in northern China during 1961—2005.Journal of Beijing Forestry University，2008，(S2):82-87.

［18］ Chen Y，Ma Q Y，Wang Y T，Kang F F，Tian P，Lu J F.Water chemical properties of Miyun Reservoir，Beijing and the main rivers flowing into the reservoir.Journal of Beijing Forestry University，2007，(3):105-111.

［19］ Pang J P，Liu C M，Xu Z X.Impact of land use change on runoff and sediment yield in the Miyun reservoir catchment.Journal of Beijing Normal University(Natural Science)，2010，(3):290-299.

［20］ Zheng J K，Yu X X，Jia G D，Xia B.Dynamic evolution of the ecological service value based on LUCC in Miyun Reservoir Catchment.Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering，2010，(9):315-320.

［21］ Lu F，Wang X K，Han B，Ouyang Z Y，Duan X N，Zheng H，Miao H.Soil carbon sequestrations by nitrogen fertilizer application，straw return and no-tillage in China's cropland.Global Change Biology，2009，15(2):281-305.

［22］ Fang Y，Ouyang Z Y，Xiao Y，Zheng H，Xu W H，Bai Y，Jiang B.Evaluation of the Grassland Ecosystem Services of the Haihe River Basin，China.Journal of Natural Resources，2011，(10):1694-1706.

［23］ Bai Y，Ouyang Z Y，Zheng H，Xu W H，Jiang B，F(xiàn)ang Y.Evaluation of the forest ecosystem services in Haihe River Basin，China.Acta Ecologica Sinica，2011，(7):2029-2039.

［24］ Guo R，Wang X K，Lu F，Duan X N，Ouyang Z Y.Soil carbon sequestration and its potential by grassland ecosystems in China.Acta Ecologica Sinica，2008，(2):862-867.

［25］ Zhou Y R，Yu Z L，Zhao S D.Carbon storage and budget of major chinese forest types.Acta Phytoecologica Sinica，2000，(5):518-522.

［26］ Zhen L，Xie G D，Yang L，Cheng S K，Guo G M.Land-Use Change Dynamics，Driving Forces and Policy Implications in Jinghe Watershed of Western China.Resources Science，2005，(4):33-37.

［27］ Gao C Y，Xu Y M.Study on Relationship between Economic Development and Land-use-A Case about Baoding Hebei.Chinese Agricultural Science Bulletin，2011，(4):392-396.

［28］ Chisholm R A.Trade-offs between ecosystem services:Water and carbon in a biodiversity hotspot.Ecological Economics，2010，69(10):1973-1987.

［29］ van Dijk A I J M，Keenan R J.Planted forests and water in perspective.Forest Ecology and Management，2007，251(1/2):1-9.

［30］ Schluter M，Leslie H，Levin S.Managing water-use trade-offs in a semi-arid river delta to sustain multiple ecosystem services:a modeling approach.Ecological Research，2009，24(3):491-503.

［31］ Tallis H，Kareiva P，Marvier M，Chang A.An ecosystem services framework to support both practical conservation and economic development.Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America，2008，105(28):9457-9464.

［32］ Wendland K J，Honzak M，Portela R，Vitale B，Rubinoff S，Randrianarisoa J.Targeting and implementing payments for ecosystem services:Opportunities for bundling biodiversity conservation with carbon and water services in Madagascar.Ecological Economics，2010，69(11):2093-2107.

［33］ Ziv G，Baran E，Nam S，Rodriguez-Iturbe I，Levin S A.Trading-off fish biodiversity，food security，and hydropower in the Mekong River Basin.Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America，2012，109(15):5609-5614.

［34］ Wardrop D H，Glasmeier A K，Peterson-Smith J，Eckles D，Ingram H，Brooks R P.Wetland ecosystem services and coupled socioeconomic benefits through conservation practices in the Appalachian Region.Ecological Applications，2011，21(3):S93-S115.

［35］ Bennett E M，Peterson G D，Gordon L J.Understanding relationships among multiple ecosystem services.Ecology Letters，2009，12(12):1394-1404.

［36］ Ooba M，Wang Q，Murakami S，Kohata K.Biogeochemical model(BGC-ES)and its basin-level application for evaluating ecosystem services under forest management practices.Ecological Modelling，2010，221(16):1979-1994.

［37］ Farley K A，Jobbagy E G，Jackson R B.Effects of afforestation on water yield:a global synthesis with implications for policy.Global Change Biology，2005，11(10):1565-1576.

［38］ Southern A，Lovett A，O'Riordan T，Watkinson A.Sustainable landscape governance:Lessons from a catchment based study in whole landscape design.Landscape and Urban Planning，2011，101(2):179-189.

［39］ Cooper J R，Gilliam J W，Daniels R B，Robarge W P.Riparian areas as filters for agricultural sediment.Soil Science Society of America Journal，1987，51(2):416-420.

［40］ Lowrance R，McIntyre S，Lance C.Erosion and deposition in a field forest system estimated using cesium-137 activity.Journal of Soil and Water Conservation，1988，43(2):195-199.

［41］ Zhu Q，Yu K J，Li D H.The width of ecological corridor in landscape planning.Acta Ecologica Sinica，2005，(9):2406-2412.

參考文獻(xiàn):

［3］ 歐陽志云，王如松，趙景柱.生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能及其生態(tài)經(jīng)濟(jì)價值評價.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，1999，(5):635-640.

［17］ 李子君，李秀彬.潮白河上游1961—2005年徑流變化趨勢及原因分析.北京林業(yè)大學(xué)學(xué)報，2008，(S2):82-87.

［18］ 陳圓，馬欽彥，王玉濤，康峰峰，田平，盧俊峰.北京密云水庫及入庫徑流水化學(xué)特征分析.北京林業(yè)大學(xué)學(xué)報，2007，(3):105-111.

［19］ 龐靖鵬，劉昌明，徐宗學(xué).密云水庫流域土地利用變化對產(chǎn)流和產(chǎn)沙的影響.北京師范大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版)，2010，(3):290-299.

［20］ 鄭江坤，余新曉，賈國棟，夏兵.密云水庫集水區(qū)基于LUCC的生態(tài)服務(wù)價值動態(tài)演變.農(nóng)業(yè)工程學(xué)報，2010，(9):315-320.

［22］ 方瑜，歐陽志云，肖燚，鄭華，徐衛(wèi)華，白楊，江波.海河流域草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能及其價值評估.自然資源學(xué)報，2011，(10):1694-1706.

［23］ 白楊，歐陽志云，鄭華，徐衛(wèi)華，江波，方瑜.海河流域森林生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能評估.生態(tài)學(xué)報，2011，(7):2029-2039.

［24］ 郭然，王效科，逯非，段曉男，歐陽志云.中國草地土壤生態(tài)系統(tǒng)固碳現(xiàn)狀和潛力.生態(tài)學(xué)報，2008，(2):862-867.

［25］ 周玉榮，于振良，趙士洞.我國主要森林生態(tài)系統(tǒng)碳貯量和碳平衡.植物生態(tài)學(xué)報，2000，(5):518-522.

［26］ 甄霖，謝高地，楊麗，成升魁，郭廣猛.涇河流域土地利用變化驅(qū)動力及其政策的影響.資源科學(xué)，2005，(4):33-37.

［27］ 高彩云，許月明.經(jīng)濟(jì)發(fā)展與土地利用關(guān)系研究——以保定市為例.中國農(nóng)學(xué)通報，2011，(4):392-396.

［41］ 朱強(qiáng)，俞孔堅，李迪華.景觀規(guī)劃中的生態(tài)廊道寬度.生態(tài)學(xué)報，2005，(9):2406-2412.