汪 琳,付 瀟,朱創(chuàng)業(yè)
(成都理工大學旅游與城鄉(xiāng)規(guī)劃學院,成都 610059)
生態(tài)系統(tǒng)服務指人類從生態(tài)系統(tǒng)功能中獲得的收益,包括能被人類直接或間接利用的生態(tài)系統(tǒng)結構、過程或功能,分為支持服務、調節(jié)服務、提供服務、文化服務四大類[1]。生態(tài)系統(tǒng)服務價值可對人類獲取生態(tài)系統(tǒng)服務能力與生態(tài)效益大小進行評價[2]。生態(tài)系統(tǒng)服務價值核算能夠對自然資源和生態(tài)系統(tǒng)服務功能進行價值量化,是環(huán)境經濟核算和生態(tài)補償?shù)葲Q策的重要依據[3]。學者多采用功能價值法和當量因子法對生態(tài)系統(tǒng)服務價值進行核算。功能價值法由于設置參數(shù)多、計算過程復雜,對每種服務價值的評價方法和參數(shù)標準難以統(tǒng)一,結果具有不確定性[4,5]。Costanza等[6]提出當量因子法,謝高地等[7,8]在此基礎上,得出了基于專家知識的生態(tài)系統(tǒng)服務評估單價體系。之后對單位面積價值當量因子靜態(tài)評估方法進行了修正,構建了基于單位面積價值當量因子法的中國陸地生態(tài)系統(tǒng)服務價值的動態(tài)評估方法,被廣泛用于生態(tài)系統(tǒng)服務價值核算[9,10]。
關于大熊貓國家生態(tài)系統(tǒng)服務價值的研究較少,研究內容主要是評估體系的建立[11,12]和生態(tài)服務價值的估算[13,14]。胥媛媛[14]運用當量因子法,以寶興縣和石棉縣大熊貓棲息地為研究區(qū),劃分出9種土地利用類型和11種生態(tài)系統(tǒng)服務功能,在計算研究區(qū)2010年生態(tài)系統(tǒng)服務價值的基礎上,比較研究區(qū)大熊貓棲息地、自然保護區(qū)和縣域尺度生態(tài)系統(tǒng)服務價值平均水平之間的差異[14]。鮮見大熊貓國家公園生態(tài)系統(tǒng)服務價值時空演變特征分析。本研究采用當量因子法,計算大熊貓國家公園岷山片區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務功能,分析其時空演變特征,以期為大熊貓國家公園的規(guī)劃和建設提供參考。
大熊貓國家公園岷山片區(qū)(圖1)位于岷山山系的中部,與甘肅省白水江片區(qū)相接,范圍涉及平武、青川、松潘等12個縣市區(qū),總面積約為10 013 km2,占大熊貓國家公園總面積的36.9%。區(qū)域動植物資源豐富,有野生熊貓局域種群12個656只,是局域種群數(shù)、大熊貓數(shù)最多的片區(qū);區(qū)內還分布著川金絲猴、云豹、羚牛、紅豆杉等國家級重點保護野生動植物,是全球25個生物多樣性熱點地區(qū)之一[15]。研究區(qū)內水系發(fā)達,主要屬岷江、嘉陵江水系;整體地勢西高東低,以山地為主,最低處海拔633 m,最高處5 258 m。
圖1 大熊貓國家公園岷山片區(qū)范圍
1)2000、2010、2020年3個時期的土地利用數(shù)據來源于自然資源部國家基礎地理信息中心全球地表覆蓋數(shù)據產品服務網站(http://www.globallandcover.com/),分辨率為30 m×30 m。根據《土地利用現(xiàn)狀分類》(GB/T 21010—2017)的分類依據和生態(tài)系統(tǒng)服務評價標準,將土地覆蓋類型分為耕地、林地、草地、水域、建設用地和未利用地6個類別。
2)大熊貓國家公園岷山片區(qū)范圍來自國家林業(yè)和草原局《大熊貓國家公園總體規(guī)劃》征求意見稿。
3)統(tǒng)計數(shù)據來自《全國農產品成本收益資料匯編》《四川統(tǒng)計年鑒》以及各縣市區(qū)統(tǒng)計資料。
土地利用變化是引起生態(tài)服務價值變化的關鍵因素,其變化能夠影響生態(tài)系統(tǒng)的結構、過程和功能[16]。土地利用轉移矩陣用于反映研究期初至研究期末區(qū)域內各用地類型之間面積轉移情況及轉移速率的動態(tài)變化過程[17],以此進一步反映生態(tài)系統(tǒng)服務價值的變化情況。
式(1)中,A為轉移面積;n為地類數(shù)量;i、j分別為初期、末期情況。
價值當量因子構建采用生物量因子修正法[18],構建價值當量因子(表1);當量因子價值量確定由研究區(qū)內各縣市當年糧食播種面積及糧食價格決定。1標準單位為生態(tài)系統(tǒng)服務總價值(ESV)當量因子定義為1 hm2全國平均產量的農田每年糧食的經濟價值的1/7[4]。綜合考慮糧食播種面積的變化及通貨膨脹對糧食價格的影響,糧食播種面積及價格取2000—2020年的平均值,由此計算出ESV當量因子價值為1 744元/hm2。
表1 研究區(qū)生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)服務價值當量系數(shù) [單位:元/(hm2·年)]
式(2)中,ESV為生態(tài)系統(tǒng)服務總價值(元),Ai為i類土地利用類型的面積,VCi為土地利用類型i的生態(tài)系統(tǒng)服務價值系數(shù),n為土地利用類型數(shù)量;式(3)中,ESVf為第f項服務總價值,Ai為i類土地利用類型的面積,VCfi為第i類土地利用類型的第f項服務價值系數(shù)。
利用敏感性指數(shù)分析采用當量因子法計算的ESV對系數(shù)變化的依賴程度,可以驗證ESV的準確性[19]。對ESV分別上調50%和下調50%,計算敏感性指數(shù)(CS),如果CS>1,說明ESV對VC具有彈性,表明其準確度差、可信度較低;如果CS<1,則說明ESV對VC缺乏彈性,研究結果可信度高。計算式如下[20]。
式中,ESVi、ESVj分別為調整前后生態(tài)系統(tǒng)服務總價值;VCik、VCjk分別為k類土地利用類型對應生態(tài)系統(tǒng)第i和第j項的服務價值系數(shù)。
根據研究區(qū)2000—2020年土地利用情況(表2)可知,2000—2020年研究區(qū)土地利用類型以林地為主,占比高達87%,其次是草地和耕地,建設用地占比最少。2008年區(qū)域內發(fā)生汶川地震,使各類土地面積產生短期波動,但20年總體結構并未發(fā)生變化,單一土地利用結構類型變化較為突出。其中以建設用地增加最為突出,建設用地面積增加了2.15 km2,增長率達4 300.00%,其次是水域面積,增加6.05 km2,增長率達390.32%。耕地減少,是因為地震對耕地造成損毀,表明區(qū)域經濟發(fā)展對農業(yè)生產依賴程度降低;林地面積先小幅減少再增加,地震對林地造成損壞、毀壞是可逆的,加上人工保護,林地面積逐步增加;草地和水域面積先增加后減少,草地經歷地震損毀后,在短時間自然生長情況下易恢復,當外部環(huán)境穩(wěn)定時,草地又易被其他地類所侵蝕;水域增加,是因為區(qū)域海拔高、坡度大,地震后易發(fā)地質災害,形成堰塞湖,增加水域面積,當?shù)刭|條件穩(wěn)定時,部分沒有安全隱患的堰塞湖通過人工爆破排泄;近20年城鎮(zhèn)化率加快,建設用地的需求量增加,建設用地面積持續(xù)增加;未利用地主要是海拔較高的冰川及部分地區(qū)裸地,人類活動在這些地區(qū)的減少也使其面積增長。
表2 研究區(qū)2000—2020年土地利用情況
由2000—2020年土地利用轉移面積情況(表3)可見,研究區(qū)耕地主要向林地和建設用地轉移,轉移面積分別為41.61、1.17 km2;林地主要向草地、耕地、水域轉移,轉移面積分別為46.98、22.06、3.58 km2;草地主要向林地、耕地、水域轉移,轉移面積分別為50.50、15.49、2.89 km2;其余地類轉出面積不明顯。建設用地轉入主要來源是耕地和林地,轉入面積分別為1.17、0.76 km2;林地和草地存在動態(tài)互相轉入,且轉入數(shù)量大致相當;以冰川為主的未利用地無轉出,轉入則主要來自草地和林地。通過對土地面積轉移矩陣分析可知,林地、水域、建設用地、未利用地4類用地為凈轉入。林地轉入主要來自耕地、草地,說明研究期內退耕還林、植樹造林等生態(tài)保護措施得到了較好落實;水域的轉入主要來自林地、草地及部分耕地;水域面積凈增加,主要是因為2008年大地震后,形成眾多堰塞湖;未利用地轉入主要來自部分海拔較高的草地;耕地與草地處于凈轉出狀態(tài),主要轉入到林地。
表3 2000—2020年土地利用轉移面積情況(單位:km2)
計算得到研究區(qū)2000—2020年生態(tài)系統(tǒng)服務價值情況(表4)。整體來看,各地類生態(tài)系統(tǒng)服務總價值持續(xù)增長,但增長速率不同。2000—2010年受汶川地震影響,增長速率較慢,總量僅增加0.232 6億元,林地、耕地價值減少,其中以林地減少最多,為0.281 0億元,水域和草地為主要增量來源,水域增加最多,為0.503 8億元,其次是草地,增加0.060 5億元。2010—2020年,在嚴格的保護措施和自然恢復的雙重作用下,ESV總量增加0.626 7億元,增速是上一階段的269%。其中林地和未利用地的ESV增加,林地增加最多,為1.218 2億元,其余地類均減少,草地減少最多,為0.541 0億元。由于建設用地不具有正向的生態(tài)服務功能,所以價值為負數(shù)。
總體來看,研究區(qū)內各土地類型ESV結構較為穩(wěn)定,林地是穩(wěn)定的ESV的主要供應者,最高占比達95.51%,其次是草地,最高占比為4.78%;耕地和草地服務價值較低且持續(xù)減少,建設用地的生態(tài)價值最小。因此,未來在關注林地問題的同時,防止草地過度退化和限制建設用地擴張也尤為重要。
計算得到2000—2020年生態(tài)系統(tǒng)服務價值空間演變(圖2)。研究區(qū)大部分區(qū)域ESV價值較高,ESV低值區(qū)較少,且分布相對集中。ESV低值區(qū)主要分布在研究區(qū)的南北部,北部高海拔地區(qū)分布大量草地和部分冰川凍土,主要是平武縣與松潘縣交接的東部和北部地區(qū)。南部靠近成都平原,分布了部分草地,耕地面積大,主要是什邡市中北部、都江堰、彭州北部以及什邡和茂縣交接處的南北部區(qū)域。2000—2020年,ESV總體空間分布格局未發(fā)生明顯變化,但片區(qū)中東部的什邡和綿竹東西相接區(qū)域以及北川縣變化顯著,該地區(qū)ESV顯著提高。該地大力植樹造林,將較大面積的草地轉變?yōu)榱值兀伊值厥窃摰貐^(qū)生態(tài)價值貢獻最大的地類,因此ESV增加最明顯。ESV減少的區(qū)域主要集中在西北和東部,其中位于西北部的松潘、平武縣接壤的高海拔地區(qū),由于冰川對草地的侵蝕和高海拔地區(qū)林地受自然災害損毀后不易恢復,ESV減少。東部的青川縣,因為伐木破壞林地,林地退化為草地,ESV減少。
圖2 2000—2020年生態(tài)系統(tǒng)服務價值空間演變
根據敏感性指數(shù)計算方法,將各地類ESV當量系數(shù)上下調整50%,得到各個時期敏感性指數(shù)(表5),其結果均小于1。林地敏感性系數(shù)最高,達0.944 8,說明林地價值系數(shù)每增加或減少50%時,ESV增加或減少0.944 8%。主要原因是林地面積較大,占總面積的87.24%。建設用地和未利用地的敏感性系數(shù)小,表明ESV受其價值系數(shù)變化的影響有限。采用的價值系數(shù)適合大熊貓國家公園岷山片區(qū)的實際情況,其研究結果準確、可信。
表5 大熊貓國家公園岷山片區(qū)2000—2020年生態(tài)系統(tǒng)服務價值敏感性指數(shù)
1)大熊貓國家公園岷山片區(qū)土地利用類型以林地、草地為主。2000—2010年,汶川地震對單一土地利用類型造成影響,水域和草地面積增多,林地面積略微減少。城鎮(zhèn)化速度較慢,建設用地面積增長較慢。2010—2020年,城鎮(zhèn)化速度加快,建設用地快速增長,在自然恢復和生態(tài)保護政策的雙重作用下,林地面積增加,水域總體保持穩(wěn)定,耕地和草地向林地轉移。
2)在ESV總量研究期內保持持續(xù)增長,主要貢獻來源于林地,其次是草地。2000—2010年受汶川地震影響,ESV增速放緩,主要是由于林地的破壞。雖然地震形成堰塞湖使水域面積擴大,其EVS也隨之增大,但不足以彌補林地被破壞帶來的價值減少。2010—2020年,在自然恢復和人工保護的雙重作用下,尤其是大熊貓國家公園體制試點工作的開展,EVS總量增速提升。
3)在空間分布格局上,大部分土地ESV較高,ESV低的土地較少,且分布相對集中,ESV低值區(qū)主要分布在研究區(qū)的南、北部。2000—2020年,ESV總體空間分布格局未發(fā)生明顯變化,但中東部地區(qū)ESV顯著提高。
4)各時期敏感性指數(shù)均小于1,表明各時期ESV對選擇的生態(tài)服務價值當量系數(shù)缺乏彈性,研究結果可靠。其中林地敏感性指數(shù)最高,建設用地和未利用地敏感性指數(shù)較低。