北方重點(diǎn)生態(tài)功能區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)權(quán)衡與協(xié)同

祝 萍,劉 鑫,鄭瑜晗,王世豪,黃 麟

1 中國科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所生態(tài)系統(tǒng)網(wǎng)絡(luò)觀測與模擬重點(diǎn)實驗室, 北京 100101

2 中國科學(xué)院大學(xué), 北京 100049

3 生態(tài)環(huán)境部信息中心, 北京 100029

4 中國科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所區(qū)域可持續(xù)發(fā)展分析與模擬重點(diǎn)實驗室, 北京 100101

5 中國科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所資源與環(huán)境信息系統(tǒng)國家重點(diǎn)實驗室, 北京 100101

6 中國科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所陸地表層格局與模擬重點(diǎn)實驗室， 北京 100101

北方防沙帶是我國“兩屏三帶”生態(tài)安全戰(zhàn)略格局的重要組成部分[1],在防風(fēng)固沙、保持水土、調(diào)節(jié)氣候、農(nóng)牧產(chǎn)品供給、生物多樣性維持等方面都具有重要生態(tài)意義[2-3]。然而,北方干旱半干旱區(qū)也是我國沙漠分布最廣、荒漠化發(fā)展最快、受風(fēng)沙危害最嚴(yán)重的生態(tài)極脆弱區(qū),特別是半干旱地區(qū)向半濕潤地區(qū)、高原向丘陵平原、草原牧區(qū)向農(nóng)耕區(qū)過渡的農(nóng)牧交錯帶[4-7],以及沿內(nèi)陸河分布或位于內(nèi)陸河下游的綠洲地區(qū)。長期以來,由于其自然生態(tài)的脆弱性、區(qū)域氣候變化疊加超載過牧、草地開墾等人類不合理利用方式,該地區(qū)出現(xiàn)了退化、沙化、鹽漬化等草地“三化”、沙塵暴災(zāi)害、河川斷流、湖泊干涸、綠洲消亡等一系列嚴(yán)重生態(tài)問題[7-9]。

為了構(gòu)建并提升國家生態(tài)安全屏障的服務(wù)功能,按照生態(tài)脆弱性和重要性,劃定了25個承擔(dān)涵養(yǎng)水源、保持水土、防風(fēng)固沙、生物多樣性維護(hù)等重要生態(tài)功能的區(qū)域作為國家重點(diǎn)生態(tài)功能區(qū)[10-11]。自2008年開始,通過實施中央對地方重點(diǎn)生態(tài)功能區(qū)轉(zhuǎn)移支付政策[12],推進(jìn)生態(tài)文明建設(shè)和高質(zhì)量發(fā)展,引導(dǎo)地方政府加強(qiáng)生態(tài)環(huán)境保護(hù),以提高生態(tài)功能重要地區(qū)所在地政府的基本公共服務(wù)保障能力。截至2020年,對重點(diǎn)生態(tài)功能區(qū)所涉及近700個縣實行轉(zhuǎn)移支付超過5000億元。轉(zhuǎn)移支付效果如何,實施轉(zhuǎn)移支付區(qū)域的生態(tài)服務(wù)功能是否有所提升,是近年來管理部門和學(xué)術(shù)界的關(guān)注焦點(diǎn)。相關(guān)研究聚焦在轉(zhuǎn)移支付政策、考核辦法及縣域生態(tài)環(huán)境質(zhì)量評價[13- 15],生態(tài)功能區(qū)生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)、核心服務(wù)功能變化與人類活動的影響[16-17]、生態(tài)承載力[18]、可持續(xù)發(fā)展能力[19]、鄉(xiāng)村人居環(huán)境演變[20]等方面。

然而,由于強(qiáng)調(diào)重點(diǎn)生態(tài)功能區(qū)的關(guān)鍵生態(tài)功能,忽略了其他同樣較為重要的服務(wù)功能,進(jìn)而出現(xiàn)了調(diào)節(jié)與供給服務(wù)之間此消彼長的權(quán)衡現(xiàn)象。生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)之間具有相互交織、復(fù)雜的非線性關(guān)系[21],疊加人類對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)選擇的不同偏好[22],生態(tài)系統(tǒng)格局-過程-功能-服務(wù)的變化,都會導(dǎo)致生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)之間的權(quán)衡/協(xié)同關(guān)系[23-24]。實際應(yīng)用中,一般利用數(shù)學(xué)統(tǒng)計、空間制圖、情景模擬、多目標(biāo)決策和服務(wù)流動性分析等方法,開展不同時空尺度下不同服務(wù)類型之間的權(quán)衡與協(xié)同關(guān)系研究[25]。近年來,開展生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)權(quán)衡分析,認(rèn)識生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)之間關(guān)系,已成為生態(tài)管理決策與調(diào)控的重要依據(jù),應(yīng)用于農(nóng)業(yè)、漁業(yè)生產(chǎn)[26-27]、森林經(jīng)營管理[28]、海洋空間規(guī)劃[29]、能源管理[30]等方面。然而,生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)權(quán)衡具有相對復(fù)雜的時空尺度,難點(diǎn)在于如何刻畫不同尺度生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)、過程、功能、服務(wù)變化之間的相互作用及其影響因素[25]。

以草地和荒漠為主的北方草原重要生態(tài)功能區(qū),既要通過生態(tài)保護(hù)和修復(fù)保障生態(tài)安全,也要通過畜牧業(yè)可持續(xù)發(fā)展保障糧食安全,同步推進(jìn)生態(tài)保護(hù)與生產(chǎn)利用是追求的目標(biāo),因此,分析過去一段時期生態(tài)系統(tǒng)調(diào)節(jié)與供給服務(wù)的時空變化,探究生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)之間的權(quán)衡與協(xié)同關(guān)系,對于解決生態(tài)保護(hù)與生產(chǎn)利用之間的矛盾具有重要的科學(xué)意義。本文以北方農(nóng)牧交錯帶和內(nèi)陸河下游綠洲地區(qū)6個草原與荒漠化防治重點(diǎn)生態(tài)功能區(qū)為例,利用遙感監(jiān)測、模型模擬、空間分析等手段,分析其2000—2015年主要生態(tài)系統(tǒng)類型與防風(fēng)固沙、土壤保持、水源涵養(yǎng)、牧草供給等主要生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的時空變化狀況,進(jìn)而揭示重點(diǎn)生態(tài)功能區(qū)生態(tài)系統(tǒng)供給與調(diào)節(jié)服務(wù)之間的權(quán)衡與協(xié)同關(guān)系,為重點(diǎn)生態(tài)功能區(qū)生態(tài)保護(hù)與建設(shè)提出有針對性的措施建議。

1 研究區(qū)概況

本文以塔里木河荒漠化防治生態(tài)功能區(qū)(簡稱塔里木河)、阿爾金草原荒漠化防治生態(tài)功能區(qū)(簡稱阿爾金)、陰山北麓草原生態(tài)功能區(qū)(簡稱陰山北麓)、渾善達(dá)克沙漠化防治生態(tài)功能區(qū)(簡稱渾善達(dá)克)、科爾沁草原生態(tài)功能區(qū)(簡稱科爾沁)、呼倫貝爾草原草甸生態(tài)功能區(qū)(簡稱呼倫貝爾)作為研究區(qū)(圖1)。塔里木河是“絲綢之路經(jīng)濟(jì)帶”核心區(qū)和國家西北的重要生態(tài)屏障[31],阿爾金是我國西北荒漠區(qū)特有野生動植物的生物物種基因庫[32],是我國西北的重要生態(tài)屏障。陰山北麓、渾善達(dá)克、科爾沁、呼倫貝爾地處第二階梯和第三階梯的過渡地帶,是多種生態(tài)系統(tǒng)的交錯地帶,是京津乃至整個華北地區(qū)的重要生態(tài)屏障[33- 35]。

圖1 研究區(qū)位置示意圖Fig.1 Spatial distribution of study areas

2 數(shù)據(jù)與方法

本文首先分析了研究區(qū)內(nèi)生態(tài)系統(tǒng)類型和植被覆蓋度情況,然后分析了供給型服務(wù)(牧草供給)和調(diào)節(jié)型服務(wù)(水土保持、水源涵養(yǎng)、防風(fēng)固沙)的協(xié)同權(quán)衡關(guān)系。

2.1 生態(tài)系統(tǒng)類型及變化數(shù)據(jù)

基于劉紀(jì)遠(yuǎn)等[36]完成的中國土地利用/覆被變化數(shù)據(jù)庫,生成2000年和2015年全國100m空間分辨率的土地利用/覆被柵格數(shù)據(jù)集?；谠摂?shù)據(jù)集將生態(tài)系統(tǒng)類型劃分為森林、草地、濕地、農(nóng)田、城鎮(zhèn)、荒漠6個類型。森林生態(tài)系統(tǒng)即木本為主的植物群落,包括自然、半自然植被及集約化經(jīng)營和管理的人工木本植被。草地生態(tài)系統(tǒng)是一年或多年生草本植被為主的植物群落。濕地生態(tài)系統(tǒng)包括沼澤、水域、永久性冰川、灘地等。農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)是以收獲為目的、有耕犁活動的人工種植草本植物覆蓋表面。城鎮(zhèn)生態(tài)系統(tǒng)即人工建造用于城鄉(xiāng)居民點(diǎn)、工礦、交通等的陸地表面?；哪陜?nèi)最大植被覆蓋度小于20%的地表。對各生態(tài)系統(tǒng)類型空間數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計分析,綜合評價6大生態(tài)系統(tǒng)類型。

2.2 植被覆蓋度及變化數(shù)據(jù)

基于2000—2015年MODIS NDVI數(shù)據(jù),利用像元二分模型理論計算植被覆蓋度。該理論認(rèn)為一個像元的NDVI值是由綠色植被貢獻(xiàn)的信息與無植被覆蓋貢獻(xiàn)的信息組合而成,根據(jù)以下公式計算得到研究區(qū)2000—2015年的年最大植被覆蓋度數(shù)據(jù)：

(1)

式中,FVC是植被覆蓋度,本文采用5%的置信區(qū)間,NDVImax是純植被像元的NDVI值,此處用95%處的NDVI值,NDVImin是完全無植被覆蓋像元的NDVI值,此處用5%處的NDVI值。

采用最小二乘法分析植被覆蓋度的年際變化趨勢,計算公式為：

(2)

式中,i為2000年到2015年的年序號,slo為植被覆蓋度的變化趨勢是增加,如果值為正,說明植被覆蓋度是增加的,反之則是減少。

2.3 生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)估算方法2.3.1 防風(fēng)固沙服務(wù)量

在充分考慮氣候條件、地表土壤的粗糙度、植被狀況、土壤可蝕性、土壤結(jié)皮的情況下,本文利用修正的土壤風(fēng)蝕方程(RWEQ)估算區(qū)域土壤風(fēng)蝕模數(shù)。

(3)

Qmax=109.8×WF×EF×SCF×K′×COG

(4)

式中,Mw表示土壤風(fēng)蝕模數(shù),x表示地塊長度,Qx表示x處的沙通量(kg/m),Qmax表示風(fēng)力的最大輸沙能力(kg/m),s表示關(guān)鍵地塊長度(m)。WF表示氣象因子,EF表示土壤可蝕性成分因子,SCF表示土壤結(jié)皮因子,K′表示土壤糙度因子,COG表示植被因子。氣候因子中的風(fēng)和土壤濕度根據(jù)中國氣象科學(xué)數(shù)據(jù)共享服務(wù)網(wǎng)(http://cdc.cma.gov.cn)下載的日均風(fēng)速、降水、溫度、日照時數(shù)等計算;雪蓋因子利用從中國西部環(huán)境與生態(tài)科學(xué)數(shù)據(jù)中心(http://westdc.westgis.ac.cn)下載的中國雪深長時間序列數(shù)據(jù)集來計算。土壤可蝕性因子根據(jù)Fryear等[37]方程計算。土壤數(shù)據(jù)來源于西部環(huán)境與生態(tài)科學(xué)數(shù)據(jù)中心1∶100 萬土壤類型圖所附的土壤屬性表和空間數(shù)據(jù)。根據(jù)文獻(xiàn)收集地面測定的我國不同地區(qū)的風(fēng)蝕模數(shù)結(jié)果[38-41]對本估算結(jié)果進(jìn)行驗證。

通過對生態(tài)系統(tǒng)防風(fēng)固沙服務(wù)量進(jìn)行定量分析來衡量生態(tài)系統(tǒng)防風(fēng)固沙的能力。防風(fēng)固沙服務(wù)量為裸土條件和地表覆蓋植被條件下的土壤風(fēng)蝕量的差值:

SLsv=SLs-SLv

(5)

式中,SLsv表示防風(fēng)固沙服務(wù)量,SLs表示裸土條件下的潛在土壤風(fēng)蝕量,SLv表示植被覆蓋條件下的現(xiàn)實土壤風(fēng)蝕量。

2.3.2水源涵養(yǎng)服務(wù)量

通過對比幾種水源涵養(yǎng)量估算方法在量級與變化趨勢上的差異,采用降水貯存量法[42-43]并改進(jìn)了各項參數(shù), 估算典型生態(tài)功能區(qū)草地、林地、濕地生態(tài)系統(tǒng)水源涵養(yǎng)量,表示為：

Q=M×J×R0

(6)

J=J0×K0

(7)

式中：Q為與裸地相比較,森林、草地和濕地生態(tài)系統(tǒng)涵養(yǎng)水分的增加量(m3),M為生態(tài)系統(tǒng)面積(hm2),J為產(chǎn)流降水量(mm),J0為年均降水量(mm),K0為產(chǎn)流降水量占降水總量的比例,R0為與裸地相比較,生態(tài)系統(tǒng)減少徑流的效益系數(shù)。通過搜集已發(fā)表文獻(xiàn)的實測降雨產(chǎn)流臨界值,以臨近國家氣象臺站實測日降水?dāng)?shù)據(jù)修正同時期的TRMM逐日3h降水量數(shù)據(jù),累積單次降雨量大于降雨產(chǎn)流臨界值的數(shù)值得到單點(diǎn)產(chǎn)流降雨量占降雨總量的比例,再與多年平均河川徑流系數(shù)建立線性關(guān)系,得到區(qū)域產(chǎn)流降雨量占降雨總量比例的空間分布。森林減少徑流的效益系數(shù)主要通過已有的文獻(xiàn)資料收集得到,草地降雨徑流率根據(jù)草地植被覆蓋度計算得到,不同植被覆蓋度[44]下高寒草甸的降水產(chǎn)流特征采用李元壽等[43]的研究結(jié)果。

2.3.3土壤保持服務(wù)量

采用修正通用水土流失方程(RUSLE)估算區(qū)域尺度土壤水蝕模數(shù)。通過對生態(tài)系統(tǒng)土壤保持量進(jìn)行定量分析來衡量生態(tài)系統(tǒng)保育土壤的能力。土壤保持量為生態(tài)系統(tǒng)在極度退化狀況下的土壤流失量與現(xiàn)實狀況下土壤流失量的差值。

AC=R×K×L×S×CD-CR×P

(8)

式中,AC為土壤保持量,R是降雨侵蝕力因子,K為土壤可蝕性因子,L是坡長因子,S是坡度因子,C是覆蓋和管理因子,CD和CR分別表示生態(tài)系統(tǒng)在極度退化狀況下和現(xiàn)實狀況下的土地覆蓋和管理因子。P為水土保持措施因子。R采用基于日降雨量資料的半月降雨侵蝕力模型[45]來估算。K采用Nomo圖法計算[46],L和S的估算基于McCool等[47]和劉寶元等[48]的方法,C根據(jù)蔡崇法[49]的方法計算確定。

2.3.4牧草供給服務(wù)量

利用MODIS的植被凈初級生產(chǎn)力(NPP)數(shù)據(jù)產(chǎn)品與草地地下地上生物量比例估算草地產(chǎn)草量[50],得到2000—2015年研究區(qū)草地生態(tài)系統(tǒng)牧草供給量數(shù)據(jù)。公式如下：

(9)

式中,Ym為單位面積草地產(chǎn)草量(kg/hm2),r為草地植被地下/地上生物量比例,取值參考馬安娜等[51]。t是生物量到生產(chǎn)力的轉(zhuǎn)換系數(shù),取值0.45[50]。

2.4 權(quán)衡與協(xié)同分析方法

基于逐像元空間相關(guān)分析方法,計算兩組長時間序列生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)之間的相關(guān)系數(shù), 并利用其正負(fù)相關(guān)性關(guān)系判斷兩種生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)之間的權(quán)衡與協(xié)同關(guān)系。相關(guān)系數(shù)計算公式如下：

(10)

根據(jù)相關(guān)系數(shù)的零假設(shè)檢驗T檢驗方法,判斷生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)之間相互關(guān)系的顯著性。T檢驗公式如下：

(11)

式中,R是對應(yīng)的偏相關(guān)系數(shù),n是樣本觀測數(shù),此處取值16。當(dāng)T>T0.05,14時,即P<0.05,拒絕原假設(shè),相關(guān)性結(jié)果顯著;當(dāng)T>T0.01,14時,即P<0.01,拒絕原假設(shè),相關(guān)性結(jié)果極顯著。T0.05,14和T0.01,14查閱T檢驗表確定。查閱T值表時,根據(jù)經(jīng)驗兩種服務(wù)間可能存在正相關(guān)和負(fù)相關(guān),所以用雙側(cè)界線。

3 結(jié)果與分析

3.1 2000—2015年北方重點(diǎn)生態(tài)功能區(qū)生態(tài)系統(tǒng)面積與植被覆蓋度變化

2000—2015年,塔里木河以草地和農(nóng)田之間的轉(zhuǎn)換為主。草地面積凈減少2425.6km2,占2000年草地面積的2.1%。其中,草地減少面積2818.6km2,主要轉(zhuǎn)換為農(nóng)田;草地增加面積393.0km2,主要來源于濕地。農(nóng)田面積凈增加3678.0km2,占2000年農(nóng)田面積的33.4%。其中,農(nóng)田減少面積108.4km2,主要轉(zhuǎn)換為草地和城鎮(zhèn);農(nóng)田增加面積3786.4km2,主要來源于草地(表1)。

表1 2000—2015年各重點(diǎn)生態(tài)功能區(qū)生態(tài)系統(tǒng)類型變化/km2Table 1 Area changes of ecosystem in key ecological function zones from 2000 to 2015

阿爾金以草地和荒漠之間的轉(zhuǎn)換為主。草地面積凈減少337.9km2,占2000年草地面積的0.5%。其中,草地減少面積438.1km2,主要轉(zhuǎn)換為濕地和農(nóng)田;草地增加面積100.1km2,主要來源于荒漠。荒漠面積凈減少687.8km2,占2000年荒漠面積的0.3%。其中,荒漠減少面積為714.8km2,主要轉(zhuǎn)換為濕地、農(nóng)田和城鎮(zhèn)。

陰山北麓以草地和荒漠之間的轉(zhuǎn)換。草地面積凈增加308.0km2,占2000年草地面積的0.5%。其中,草地減少面積423.8km2,主要轉(zhuǎn)換為荒漠;草地增加面積863.0km2,主要來源于荒漠?；哪娣e凈減少486.1km2,占2000年荒漠面積的2.4%。其中,荒漠減少面積696.6km2,主要轉(zhuǎn)換為草地;荒漠增加面積主要來源于草地,面積為192.5km2。

渾善達(dá)克以草地和荒漠之間的轉(zhuǎn)換為主。草地面積凈減少384.4km2,占2000年草地面積的0.3%。其中,草地減少面積1541.3km2,主要轉(zhuǎn)換為荒漠;草地增加面積1155.8km2,主要來源于荒漠。荒漠面積凈增加197.0km2,占2000年荒漠面積的1.5%。其中,荒漠減少面積988.1km2,主要轉(zhuǎn)換為草地;荒漠增加面積1184.6km2,主要來源于草地。

科爾沁以草地和農(nóng)田、荒漠之間的轉(zhuǎn)換為主。草地面積凈減少1096.9km2,占2000年草地面積的2.1%。其中,草地減少面積1884.8km2,主要轉(zhuǎn)換為農(nóng)田和荒漠;草地增加面積787.9km2,主要來源于農(nóng)田和荒漠。農(nóng)田面積凈增加1188.2km2,占2000年農(nóng)田面積的4.5%。其中,農(nóng)田減少面積427.6km2,主要轉(zhuǎn)換為草地;農(nóng)田增加面積1615.6km2,主要來源于草地。

呼倫貝爾以草地、荒漠、濕地之間的轉(zhuǎn)換為主。草地面積凈增加1.8km2,其中,草地增加面積90.3km2,主要來源于濕地和農(nóng)田,草地減少面積88.5km2,主要轉(zhuǎn)換為荒漠和濕地。濕地面積凈減少108.4km2,占2000年濕地面積的2.4%。其中,濕地減少面積135.6km2,主要轉(zhuǎn)換為荒漠和草地;濕地增加面積為27.23 km2,主要來源于草地。荒漠面積凈增加155.8km2,占2000年荒漠面積的12.9%。其中,荒漠減少面積20.1km2,主要轉(zhuǎn)換為草地;荒漠增加面積174.8km2,主要來源于濕地。

2000—2010年與2010—2015年的植被覆蓋度變化對比來看,各區(qū)域多年平均植被覆蓋度均有所提高。其中,覆蓋度最高的呼倫貝爾和科爾沁增加最多,分別提升了7.0%和3.1%,覆蓋度最低的阿爾金則提高了0.4%。

表2 2000—2015年各重點(diǎn)生態(tài)功能區(qū)植被覆蓋度及其變化統(tǒng)計Table 2 Vegetation coverage of key ecological function zones from 2000 to 2015

3.2 2000—2015年北方重點(diǎn)生態(tài)功能區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)動態(tài)變化

3.2.1防風(fēng)固沙量變化

2000—2015年,除呼倫貝爾的防風(fēng)固沙量穩(wěn)步增加(年增幅超過2.5 t/hm2)以外,其余各功能區(qū)防風(fēng)固沙量整體呈減少趨勢(圖2),其中,陰山北麓、渾善達(dá)克和科爾沁的大部分區(qū)域年減幅超過2.5t/hm2;塔里木河、阿爾金的年減幅則低于2.5 t/hm2。

圖2 2000—2015年重點(diǎn)生態(tài)功能區(qū)防風(fēng)固沙服務(wù)量變化空間分布Fig.2 Spatial variations of sand fixation services in key ecological function zones from 2000 to 2015

3.2.2水源涵養(yǎng)量變化

2000—2015年,各生態(tài)功能區(qū)水源涵養(yǎng)量呈現(xiàn)總體穩(wěn)定、局部減少態(tài)勢(圖3)。渾善達(dá)克與呼倫貝爾的水源涵養(yǎng)量年增幅約0.03m3/km2,水源涵養(yǎng)總量分別增加了0.5萬m3和0.1萬m3。然而,塔里木河?xùn)|北部、陰山北麓西部、渾善達(dá)克東南部輕微下降,同時,科爾沁與呼倫貝爾的濕地水源涵養(yǎng)呈現(xiàn)下降趨勢。

圖3 2000—2015年重點(diǎn)生態(tài)功能區(qū)水源涵養(yǎng)服務(wù)量變化空間分布Fig.3 Spatial variations of water conservation services in key ecological function zones from 2000 to 2015

3.2.3土壤保持量變化

2000—2015年,各生態(tài)功能區(qū)的土壤保持服務(wù)呈現(xiàn)整體好轉(zhuǎn)、局部惡化態(tài)勢(圖4)。其中,塔里木河南部、阿爾金中部、陰山北麓中部、渾善達(dá)克東南部、科爾沁和呼倫貝爾的土壤保持量提升明顯。相反地,塔里木河?xùn)|北部、阿爾金西南部、陰山北麓西部等區(qū)域呈現(xiàn)輕微下降,每年降幅約1—2 t/hm2。

圖4 2000—2015年重點(diǎn)生態(tài)功能區(qū)水土保持服務(wù)量變化空間分布Fig.4 Spatial variations of soil conservation services in key ecological function zones from 2000 to 2015

3.2.4牧草供給量變化

2000—2015年,除呼倫貝爾西部牧草供給有所增長以外,各生態(tài)功能區(qū)的牧草供給量都呈現(xiàn)較為明顯的下降趨勢(圖5),特別是科爾沁和渾善達(dá)克,單位面積產(chǎn)草量分別減少1.9 t/km2和1.2 t/km2,阿爾金由于單位面積產(chǎn)草量低,年減幅約0.4 t/km2。

圖5 2000—2015年重點(diǎn)生態(tài)功能區(qū)牧草供給服務(wù)量變化空間分布Fig.5 Spatial variations of foliage supply in key ecological function zones from 2000 to 2015

3.3 北方重點(diǎn)生態(tài)功能區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)權(quán)衡與協(xié)同關(guān)系分析3.3.1 牧草供給與防風(fēng)固沙的相關(guān)關(guān)系

2000—2015年,各生態(tài)功能區(qū)牧草供給與防風(fēng)固沙之間的相關(guān)關(guān)系如圖6所示,塔里木河大部分區(qū)域相關(guān)關(guān)系不顯著;科爾沁大部分區(qū)域、阿爾金東北部、陰山北麓西部、渾善達(dá)克中部皆為顯著協(xié)同關(guān)系;相反地,呼倫貝爾中部和東部以顯著權(quán)衡關(guān)系為主。

圖6 重點(diǎn)生態(tài)功能區(qū)牧草供給與防風(fēng)固沙之間的相關(guān)關(guān)系空間分布Fig.6 Tradeoffs and synergies between foliage supply and sand fixation in key ecological function zones

3.3.2牧草供給與水源涵養(yǎng)的相關(guān)關(guān)系

2000—2015年,各生態(tài)功能區(qū)牧草供給與水源涵養(yǎng)之間的相關(guān)關(guān)系如圖7所示,塔里木河中部、阿爾金中部呈現(xiàn)顯著協(xié)同關(guān)系;陰山北麓東、西部差異明顯,西部相關(guān)關(guān)系不顯著,而東部為極顯著協(xié)同關(guān)系;渾善達(dá)克中部和西部、呼倫貝爾中部和西部皆為極顯著協(xié)同關(guān)系,而科爾沁北部和西南部、呼倫貝爾東端表現(xiàn)為為顯著權(quán)衡關(guān)系。

圖7 重點(diǎn)生態(tài)功能區(qū)牧草供給與水源涵養(yǎng)之間的相關(guān)關(guān)系空間分布Fig.7 Tradeoffs and synergies between foliage supply and water regulation in key ecological function zones

3.3.3牧草供給與土壤保持的相關(guān)關(guān)系

2000—2015年,各生態(tài)功能區(qū)牧草供給與土壤保持相關(guān)關(guān)系如圖8所示,塔里木河和阿爾金大部分區(qū)域相關(guān)關(guān)系不顯著;陰山北麓西部相關(guān)關(guān)系不顯著,而東部為極顯著協(xié)同關(guān)系;渾善達(dá)克東部和東南部為顯著權(quán)衡關(guān)系,而中部和北部以顯著協(xié)同關(guān)系為主;科爾沁北部和西部、呼倫貝爾東端為極顯著權(quán)衡關(guān)系,而科爾沁東部和呼倫貝爾中、西部皆為極顯著協(xié)同關(guān)系。

圖8 重點(diǎn)生態(tài)功能區(qū)牧草供給與土壤保持之間的相關(guān)關(guān)系空間分布Fig.8 Tradeoffs and synergies between foliage supply and soil conservation in key ecological function zones

4 結(jié)論

本研究得到如下幾點(diǎn)結(jié)論：2000—2015年,除陰山北麓以外,其他功能區(qū)開墾導(dǎo)致草地面積皆減少,東部三個功能區(qū)荒漠面積增加而西部三個功能區(qū)有所減少。草地植被覆蓋度皆有所提高,增幅0.4%—7%。除呼倫貝爾以外,其他功能區(qū)的防風(fēng)固沙服務(wù)皆下降;西部塔里木河與阿爾金的水源涵養(yǎng)服務(wù)先上升后下降,中部陰山北麓和科爾沁有所提高,而東部渾善達(dá)克與呼倫貝爾持續(xù)上升;各功能區(qū)土壤保持服務(wù)呈現(xiàn)不同程度提升,而牧草供給服務(wù)皆有所下降。除呼倫貝爾和渾善達(dá)克南端以外,牧草供給與防風(fēng)固沙服務(wù)之間以協(xié)同關(guān)系為主; 除科爾沁西北部和呼倫貝爾東端以外,牧草供給與水源涵養(yǎng)、土壤保持服務(wù)之間以協(xié)同關(guān)系為主。通過生態(tài)系統(tǒng)類型變化及供給與調(diào)節(jié)服務(wù)相關(guān)關(guān)系分析可以看出,生態(tài)功能區(qū)開墾導(dǎo)致草地減少的現(xiàn)象需要遏制,出現(xiàn)權(quán)衡關(guān)系的東部區(qū)域也是生態(tài)保護(hù)與生產(chǎn)利用矛盾較大的農(nóng)牧交錯帶,需要成為功能區(qū)后續(xù)保護(hù)和修復(fù)的重點(diǎn)區(qū)域。

5 討論

本研究將長時間序列生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)量化數(shù)據(jù)的兩兩正負(fù)相關(guān)性轉(zhuǎn)化為其協(xié)同和權(quán)衡關(guān)系,分析生態(tài)系統(tǒng)供給與調(diào)節(jié)服務(wù)之間此消彼長或相互增益的變化趨勢,對于如何全面提升重點(diǎn)生態(tài)功能區(qū)生態(tài)系統(tǒng)管理具有指導(dǎo)意義。初步結(jié)論表明,除呼倫貝爾和渾善達(dá)克南端以外,牧草供給與防風(fēng)固沙服務(wù)之間以協(xié)同關(guān)系為主; 除科爾沁西北部和呼倫貝爾東端以外,牧草供給與水源涵養(yǎng)、土壤保持服務(wù)之間以協(xié)同關(guān)系為主。本研究的不確定性存在以下幾個方面：1)有研究表明：人類活動對生態(tài)系統(tǒng)的選擇性干預(yù)引起的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)變化是權(quán)衡與協(xié)同,而自然因素引起的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)之間的此消彼長,是一種競爭而非權(quán)衡關(guān)系[52],在權(quán)衡關(guān)系的研究中還需進(jìn)一步區(qū)分人類活動和自然因素。2)生態(tài)系統(tǒng)提供多重服務(wù),并且各種服務(wù)之間相互作用、相互聯(lián)系、相互交織[53-54],本研究僅僅分析兩兩間的相互作用是不充分的。3)還應(yīng)該考慮不同態(tài)系統(tǒng)服務(wù)對外界影響的響應(yīng)時間和空間尺度不同,不同的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)之間的權(quán)衡協(xié)同關(guān)系,也可能發(fā)生于現(xiàn)在和未來的提供之間。有研究證明,在密西西比河谷大量施肥帶來生產(chǎn)力增加,在農(nóng)業(yè)增產(chǎn)后的20年,墨西哥灣才出現(xiàn)了死亡地帶[55]。因此,需要深入量化產(chǎn)生協(xié)同和權(quán)衡關(guān)系的原因,在兩兩關(guān)系基礎(chǔ)上開展多維生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)相關(guān)關(guān)系分析以及通過權(quán)衡與協(xié)同關(guān)系的情景預(yù)測把握生態(tài)保護(hù)與管理措施的功能提升效果。