坡面水土保持措施效益评价——以贵州省冗雷河小流域为例

杨扬，刘雨鑫，金平伟，向家平，谢云

(1.北京师范大学地表过程与资源生态国家重点实验室，地理学与遥感科学学院，100875，北京；2.珠江水利委员会珠江流域水土保持监测中心站，510611，广州)

坡面水土保持措施效益评价
——以贵州省冗雷河小流域为例

杨扬1，刘雨鑫1，金平伟2，向家平2，谢云1

(1.北京师范大学地表过程与资源生态国家重点实验室，地理学与遥感科学学院，100875，北京；2.珠江水利委员会珠江流域水土保持监测中心站，510611，广州)

系统评价水土保持措施效益并查明水土保持措施在实施过程中存在的问题，对于水土保持工作的规划、管理和执行具有重大意义。最新发布的GB/T 15774—2008《水土保持综合治理效益计算方法》详尽描述了水土保持措施的各类效益和计算方法，但也存在指标过多、操作性差以及重复计算等问题。为了科学合理地评价水土保持措施效益，本研究以针对性强、可量化和避免重复三项原则筛选出调水保土效益和生态效益的计算项目，并基于生态系统服务功能计算生态效益价值。将这一方法应用于贵州省冗雷河小流域的综合治理试点项目(2008—2010)发现：该项目的坡面水土保持措施预计实现多年平均减流深11.0 mm/a，减蚀厚2.0 mm/a，生态效益总计107.1万元/a。本文是对水土保持生态效益价值化的一次尝试，结果可为当地水土保持决策提供参考依据。

水土保持； 生态效益价值化； 生态系统服务功能

水土保持是我国的一项基本国策，关系到粮食安全和经济社会的可持续发展。改革开放以来，我国长期坚持“以小流域为单元、全面规划、综合治理”的方针，在水土保持工作方面取得了巨大成就。为了分析水土保持措施对实施区域的影响，查明其在实施过程中存在的问题，并为下一步的水土保持工作提供参考依据，需要对水土保持措施的实施效益进行科学合理的评价。

水土保持效益是指实施水土保持措施对于减少水土流失，促进经济、社会和生态系统健康发展的贡献[1]。1995年，水利部发布了GB/T 15774—1995《水土保持综合治理效益计算方法》(简称“95国标”)，将水土保持效益划分为基础效益、经济效益、社会效益和生态效益4大类，规范了水土保持效益的计算方法。随着人民生活水平的提高，生态环境意识逐渐增强，水利部于2008年对95国标进行了修订并发布GB/T 15774—2008[2](简称“08国标”)，明确了基础效益为调水保土效益，并增加了“改善坡面排水”和“调节小流域径流”2项效益内容；在经济效益方面增加了“水土保持工程增加蓄、饮水”和“土地资源增值”，突出了水资源和土地资源的重要性；将“减轻面源污染”纳入社会效益进行计算，强调了水土保持对水环境的影响；同时，在生态效益中新增了“增加植物固碳量”这一项目。08国标详尽地描述了水土保持措施的各类效益和计算方法，极大地推动了水土保持工作的持续开展[3]，但其中也存在着一些问题需要改进。首先，涉及的效益计算项目过多，包括4类共50个计算项目，需要大量基础数据，在实际的评价工作中操作性较差。其次，计算项目中不乏重复内容，所得结果往往高估了实际效益。例如，“直接经济效益”的4个计算具体项目实质是以不同的参数来描述增加的粮食、果品、饲草和木材等的收益，并非相互独立的4个方面。第三，08国标中列出的效益项目与计算方法并非一一对应，在运用中容易混淆。如“调水保土效益”中的“增加土壤入渗”包括3个具体项目，但计算中只用“减流总量”这一个指标来描述。第四，很多项目难以量化计算，如“提高环境容量缓解人地矛盾”、“促进良性循环制止恶性循环”等。最重要的是缺乏一个有效的方法将所有效益整合起来进行综合评价，这不利于当地的水土保持决策[1]。

大量学者针对水土保持效益的综合评价方法展开了深入研究并提出了不同观点。康玲玲等[4]归纳了生态、经济和生态经济复合3类效益共9个指标，并利用层次分析法确定各指标的权重，以此计算黄土高原沟壑区茜家沟和老虎沟2个典型小流域的水土保持综合效益；尹辉等[5]选取了生态、经济和社会方面共15个指标，运用层次分析法计算权重，对湘中丘陵区的水土保持效益进行灰色关联评价；邓欧等[6]遴选出反映生态经济状况的46个指标，利用主成分分析法分析四川省长江上游水土保持工程的效益。这些成果进一步丰富了水土保持效益的评价方法，但所涉及的权重需要专家拟定，在实践中难以把握。与此不同的是，张信宝[7]提出以土地增值来核算水土保持效益，并在后续的研究[3]中将改善水质和净化大气等生态效益价值化；党志良等[8]将这一理念应用于陕西省陈家沟小流域，对其水土保持措施的经济和生态效益进行了评价。此方法[1,9，10]从生态系统服务功能的角度将生态效益价值化，然后结合经济效益对水土保持措施进行全面总体性评价，为水土保持效益计算提供了一种新思路。

目前，关于水土保持效益价值化的研究还较少[1]，各类效益计算项目的价值化方法和参数尚不明确。笔者以贵州省冗雷河小流域为例，在08国标的基础上，参照已有的研究成果，以针对性强、可量化和避免重复为原则遴选水土保持效益的计算项目，厘清相应的价值化方法，探索水土保持效益的综合评价方法。水土保持措施涉及的效益多且杂，在实际的评价工作中，不可能也没有必要对所有效益进行计算和考量[11]。笔者针对坡面水土保持措施，如封山育林、坡改梯等，不考虑谷坊、淤地坝等沟道工程措施，并侧重最基本的调水保土效益和生态效益。

1 资料与方法

1.1 冗雷河小流域及综合治理试点项目概况

冗雷河小流域位于贵州省黔南州长顺县，流域面积4 866.8 hm2。其中：耕地面积987.9 hm2，占流域总面积的20.3%；林地面积为1 238.3 hm2，占25.4%；草地面积为846.4 hm2，占17.4%；村寨、公路、水域等面积为415.9 hm2，占8.5%；未利用地面积为1 378.4 hm2，占28.3%。小流域地貌以深中丘为主，低中山次之，地层以富含碳酸盐的三叠系灰岩和白云岩为主，土壤以水稻土、黄壤和石灰土为主。坡度较陡，25°以上面积所占比例较大。水热条件丰富，多年平均降雨量为1 400 mm，年平均气温在16 ℃左右。独特的自然条件成为水土流失和土地石漠化发生和发展的天然基础。长期以来，人们大量的毁林开荒、垦草种粮，使得区内原生植被遭到严重破坏，造成土地退化和生态环境恶化，严重制约了当地的社会和经济发展。

为改善生态环境，遏制水土流失和石漠化扩展，长顺县于2008年在冗雷河小流域开展综合治理试点项目。项目区面积2 514.0 hm2，主要分布于冗雷、农场和竹子托3个村。其中，石漠化面积1 021.2 hm2，占该项目区面积的40.6%。开展综合治理前，项目区总人口2 405人，其中农业人口2 312人，农业劳动力1 964人，农民人均年收入仅1 609元/(人·a)。

项目规划年限为3年(2008—2010)，治理面积702.3 hm2。其中，坡改梯45.0 hm2，封山育林438.7 hm2，人工水保林10.0 hm2，人工经果林66.7 hm2，人工草地121.0 hm2，人工改良草地21.0 hm2。由于人工经果林下皆种植有人工草地，扣除重复部分，水土保持措施的实际面积为635.7 hm2，占项目区总面积的25.3%；同时，配套建设棚圈、青贮窖和田间生产道路等，共计投入资金444万元。

1.2 评价指标的选定

08国标将水土保持效益划分为4类：调水保土效益、经济效益、社会效益和生态效益[2]。笔者只针对调水保土效益和生态效益进行评价，修订其计算具体项目，选择相应的计算指标(表1)。

08国标主张在不同的空间尺度评价水土保持措施的调水保土效益。冗雷河小流域的综合治理试点项目不涉及沟道和流域尺度的措施，因此，本研究仅考虑坡面尺度上的调水效益和保土效益。08国标中，坡面调水效益按照调水机理划分为3个计算具体项目，即改变微地形、增加地面植被和改良土壤性质增加入渗。这些效益最终都反映在径流减少上，相应地，08国标只采用“减流总量”这一个指标来量化；因此，本文将调水效益修订为“增加土壤入渗”1项，用“减流总量”这一指标描述。与此类似，3种坡面土壤侵蚀减少方式最终都反映在土壤流失量的减少上，保土效益用“减蚀总量”这一指标量化(表1)。

08国标中的生态效益包括水、土、气、生4个圈层的效益，从构成地球表层环境系统的角度分类，逻辑清晰[2]；但对应的计算具体项目需要修订(表1)。一方面，计算指标不够明确，操作较难；另一方面，有些效益之间难以区分，甚至会出现重复。例如08国标中的水圈生态效益包括“减少洪水流量”和“增加常水流量”，从指标角度与调水效益重复，但二者实质反映的都是水土保持措施对生态系统的水源涵养功能。土圈生态效益中的“提高土壤肥力”和“改善土壤理化性质”有包含关系，这2项的计算方法仅仅是建议对比水土保持措施前后的土壤理化性质。对保护生态系统功能而言，水土保持措施的保土结果应分为2项当地效益：保持表层肥沃土壤和减少养分流失；以及对应的2项异地效益：减轻下游河道泥沙淤积和改善河道水质。针对改善水质的异地效益，08国标也有考虑，体现在社会效益中的“减轻面源污染”项目。由于水体污染主要影响水生态环境，因此纳入生态效益进行评价更为恰当。考虑到异地效益的受益载体是河湖水库等水体，将其纳入水圈生态效益(表1)。笔者认为气圈生态效益主要体现在水土保持措施对贴地层温度、湿度和风力等小气候的调节，而气候特征的描述需要至少30年的时间序列观测资料，实施难度较大，可考虑针对大规模水土保持措施并在有条件的地点获取资料进行评价，从水土保持规划和措施布局的角度可不考虑；但因水土保持措施改变了土地利用、增加了植被覆盖，能起到净化空气如吸收SO2和滞尘的效益，应增加对大气圈环境保护的计算项目(表1)。生物圈的3项生态效益中“提高地面林草被覆程度”和“增加植物固碳量”有关联，计算后者需要前者的信息。“促进生物多样性”估算的也是在林草覆盖度提高以后山鸡、野兔和蛇等野生动物的增加，需要较长时间观测。

1.3 效益计算

1.3.1 调水保土效益 根据土壤类型、坡度、水土保持措施类型、措施前后土地利用类型和植被覆盖度等将水土保持治理区划分为不同地块，分别采用径流系数法和中国土壤侵蚀方程(CSLE)[12]计算各地块的减流量和减蚀量。以小流域内已有的坡面径流小区监测数据为基础，结合与其自然条件相似区域的研究成果[13-16]，归纳各土地利用在有无水土保持措施条件下的多年平均径流系数。基于小流域多年平均降雨量，计算地块i实施水土保持措施的减流深

Δwi=P(ri-r′i)。

(1)

表1 现行国标中调水保土效益和生态效益评价计算具体项目修订

注：标†为新增计算具体项目。Note:†refers to specific item add-on.

式中:Δwi为地块i的水土保持减流深，mm/a；P多年平均降雨量，mm/a；ri和r′i分别为地块i实施水土保持措施之前和之后的径流系数，量纲一。将各地块面积同减流深进行乘积得到地块i的减流量，而后加和计算得到坡面水土保持措施的多年平均减流总量

ΔWi=10AiΔwi，

(2)

ΔW=∑ΔWi。

(3)

式中：ΔWi为地块i的多年平均减流量，m3/a；Ai为地块i的面积，hm2；ΔW为各地块的多年平均减流总量，m3/a。减蚀量通过中国土壤流失方程(CSLE)[12]计算：

M=RKLSBET。

(4)

式中：M为土壤水蚀模数，t/(hm2·a)；R为降雨侵蚀力因子，MJ·mm/(hm2·h·a)；K为土壤可蚀性因子，t·hm2·h/(hm2·MJ·mm)；L和S分别为坡长和坡度因子，量纲一；B为植被覆盖与生物措施因子，量纲一；E为工程措施因子，量纲一；T为耕作措施因子，量纲一。

根据第一次全国水利普查水力侵蚀普查成果，冗雷河小流域的R和K分别为4 564.0 MJ·mm/(hm2·h·a)和0.004 5 t·hm2·h/(hm2·MJ·mm)。坡度和坡长通过小流域1∶10 000地形图量算获得，并根据CSLE的相关公式[12]计算对应因子值。植被覆盖与生物措施因子、工程措施因子及耕作措施因子的取值均参照第一次全国水利普查水力侵蚀普查的成果。

每个地块的减蚀模数通过对比水土保持措施实施前后的水蚀模数获得，除以表层土壤容重得到对应的减蚀厚度，乘以面积并加和则得到减蚀总量：

ΔMi=Mi-M′i，

(5)

Δhi=ΔMi/10ρi，

(6)

ΔM=∑AiΔMi。

(7)

式中：ΔMi为地块i的减蚀模数，t/(hm2·a)；Mi和M′i分别为地块i实施水土保持措施之前和之后的水蚀模数，t/(hm2·a)；Δhi为地块i的减蚀厚度，mm/a；ρi为地块i的表层土壤密度，g/cm3；ΔM为各地块的多年平均减蚀总量，t/a。

1.3.2 生态效益价值化 水土保持措施的水源涵养效益可以通过修建水库等水利工程实现。因此，采用影子工程法，即替代工程的影子价格计算水源涵养的效益价值[10]。坡面水土保持措施减少的地表径流并不会全数进入河道，有一部分会随着汇流路径下渗，假设这一比例为50%[17]。据国家林业局发布的森林生态系统服务功能评估规范[18]，2005年单位水库库容的造价为6.11元/t，则

Vw=6.11×50%ΔW。

(8)

式中Vw为水土保持措施涵养水源的价值，元/a。

式(8)得到的结果同时包括了08国标中的1项间接经济效益：“水土保持工程增加蓄、饮水”和2项社会效益：“减轻下游洪涝灾害”和“减轻干旱对农业生产的威胁”。

改善水质效益通过费用分析法计算。测定坡面径流和泥沙中的养分及其他污染物浓度，如总有机碳、氨氮、总磷和乐果等，结合减流量和减蚀量计算这些污染物因水土保持措施而减少的流失量

ΔLij=CwjΔWi+CsjΔMi。

(9)

式中：ΔLij为污染物j在地块i的流失负荷减少量，kg；Cwj为污染物j在地表径流中的质量浓度，kg/m3；Csj为污染物j在侵蚀泥沙中的质量分数，kg/t。李林育等[19]研究得出冗雷河小流域所在的珠江流域泥沙输移比平均为39%，同水源涵养效益的计算相同，假设汇流过程中入渗占坡面产流总量的50%，并且在污染物随径流和泥沙迁移的过程中，其浓度不变，则

ΔL′ij=50%CwjΔWi+39%CsjΔMi。

(10)

式中ΔL′ij为因地块i的水土保持措施减少的河道污染物j的负荷，kg。

贵州省沿用国家发改委联合财政部、环保总局和经贸委2003年发布的《排污费征收标准管理办法》[20]，规定了水体污染物的排污收费为0.7元/当量，以及不同污染物对应的当量值，如有机碳、氨氮、总磷和乐果的污染当量值分别为0.49、0.8、0.25和0.05 kg/当量。由此计算

(11)

式中：Vwq为水土保持措施的改善水质效益，元/a；Ej为污染物j的污染物当量值，kg/当量。由于缺乏径流和泥沙中这些污染物含量的实测数据，本文未计算改善水质效益。

土圈生态效益的2项当地效益通过机会成本法一并计算：

ΔAi=ΔMi/(60×100ρi)。

(12)

式中：ΔAi为假设土壤的平均厚度为60 cm时，地块i因水土保持措施减少的土壤流失量ΔMi折合得到的土地面积，hm2。

如果这些土地能用于对应的生产，则根据各自土地利用的单位面积收益，计算对应效益价值

Vs=∑BiΔAi。

(13)

式中：Vs为水土保持措施的土壤保持和减少养分流失效益价值，元/a；Bi为地块i对应土地利用的单位面积收益，元/(hm2·a)。

根据小流域所在的贵州省长顺县2008年统计年鉴，该县全年种植业产值为2亿9 392万元，耕地面积为1万3 780 hm2，由此可以估算出单位面积农田的年均收益为2万1 329.5元/(hm2·a)。林业产值为1 711万元，通过森林覆盖率计算出对应面积为6万3 420 hm2，则单位面积林地的经济效益为269.8元/(hm2·a)。草地的经济收益没有对应的统计资料可直接计算。根据2008年治理项目初步设计，每2亩人工草地饲养1只母羊；当地的访谈显示，形成规模化养殖之后，每只羊每天可收入3.7元，由此可估算出单位面积草地的经济效益为1万 128.8元/(hm2·a)。

据森林生态系统服务功能评估规范[18]，2002年挖去单位体积土方的费用为12.6元/m3；结合珠江流域的平均泥沙输移比39%，计算

Vsed=12.6×39%ΔM。

(14)

式中Vsed为水土保持措施减轻泥沙淤积的效益价值，元/a。

式(13)和式(14)的结果同时也包含了08国标经济效益中的“土地资源增值”和社会效益中的“保护土地不遭沟蚀破坏与石化沙化”“减轻下游泥沙危害”“减轻滑坡泥石流的危害”等效益的价值。

气圈生态效益方面，净化空气效益主要依赖于森林生态系统对SO2的吸收和对尘埃的吸附，主要针对能增加林地面积或改变林地种类的封山育林或人工造林这些水土保持措施而言。研究显示：一般吸收SO2柏类能力最强，可达411.6 kg/(hm2·a)；杉类和松林其次，可吸收117.6 kg/(hm2·a)；阔叶林较差，为88.7 kg/(hm2·a)。在滞尘方面，针叶林较阔叶林略强，二者分别为33.2和10.1 t/(hm2·a)[21]。运用费用分析法，计算用工业手段处理这些SO2和尘埃的费用，作为水土保持措施的净化空气效益。根据2003年《排污费征收标准管理办法》[20]，SO2的排污收费为0.63元/kg，一般性粉尘收费标准为0.15元/kg，计算

Va=∑Ai(0.63ΔSDi+1 000×0.15ΔDi)。

(15)

式中：Va为净化空气效益价值，元/a；ΔSDi和ΔDi分别为地块因水土保持措施增加的单位面积年均吸收SO2和吸附尘埃量，单位分别为kg/(hm2·a)和t/(hm2·a)。

“提高地面林草被覆程度”作为生物圈生态效益的主要度量指标，可通过比较水土保持措施前后的植被覆盖度获得，但其价值需通过“增加植物固碳量”等具体效益实现。本文中的固碳效益利用固碳成本法计算。某些水土保持措施如人工造林和人工种草改变了之前的土地利用方式及固碳量。据《中国可持续发展林业战略研究总论》[22]，亚热带林每年平均净光合吸收碳约8.6 t/(hm2·a)，草地约吸收碳1.3 t/(hm2·a)，耕地吸收1.2 t/(hm2·a)。理论上，如果在荒草地上种植人工林，每年可多固碳约7.3 t/(hm2·a)。仲伟周等[23]基于P.C.Benítez等[24]的造林再造林固碳模型，综合考虑固碳净现值、造林成本、木材收益、放弃农业生产的土地机会成本等因素，计算出我国各省(自治区、直辖市)的固碳成本(2007年价格)。其中，贵州省为658.3元/t。固碳成本法将这一固碳成本与各地块i的固碳增加量结合起来计算

Vc=∑658.3AiΔFi。

(16)

式中：Vc为固碳效益价值，元/a；ΔFi为地块i因水土保持措施增加的单位面积固碳量，t/(hm2·a)。

将各项生态效益加和，得到冗雷河小流域实施坡面水土保持措施的总生态效益Vb，元/a：

Vb=Vw+Vwq+Vs+Vsed+Va+Vc

(17)

进行上述生态效益价值计算时，所用价格参数的时间不尽相同。为了进一步比较和计算，利用社会折现率将其换算至同一个时间点(年)。根据2006年国家发展与改革委员会和建设部共同发布的《建设项目经济评价方法与参数(第三版)》[25]，在评价各类建设项目时，统一采用8%作为社会折现率。谭运嘉等[26]认为我国东、中、西部经济发展不平衡，居民收入水平和消费偏好也不尽相同，应分区域采用不同的社会折现率。他们对社会时间偏好率和资本的社会机会成本进行加权平均，利用1978—2008年的统计数据，测算得出我国东、中、西部的社会折现率分别为6%、7%和8%。本文针对贵州省冗雷河小流域的水土保持措施效益进行评价，采用8%作为社会折现率。

此外，本文未考虑水土保持措施的效益年限，即水土保持措施发挥效益的年限及效益随时间的变化，而是假设项目已开始发挥作用，计算多年平均效益值。

2 结果与分析

2.1 调水保土效益

冗雷河小流域的坡面水土保持措施实现总减流量7万35.2 m3/a，总减蚀量1万2 606.4 t/a，单位减流深11.0 mm/a，减蚀厚2.0 mm/a。表2列出了不同水土保持措施的调水保土效益值。总体而言，对减流量贡献最大的是人工经果林和坡改梯，均占总减流量的26.1%；其次为人工草地和封山育林，分别占17.7%和14.3%。但从单位面积减流深来看，人工水土保持林最高，达到61.8 mm/a；封山育林最低，仅为2.3 mm/a。除了与各水土保持措施本身调水能力不同有关外，也与治理前的土地利用状况有关。例如，在治理前均为荒草地的情况下，人工水土保持林的调水能力明显高于人工草地，实施封山育林的地块在治理前为灌木林地，其调水功能本就较高；因此水保措施的调水效益不明显，减流量不大。从减蚀量来看，贡献最大的为封山育林，占各类水保措施总减蚀量的68.2%；其次为坡改梯和人工草地，分别占17.5%和7.1%。考虑到各类措施实施面积的差异，从单位面积减蚀厚来看，坡改梯的效果最好，为3.8 mm/a，人工水土保持林和经果林的效果较差，仅为0.6 mm/a。

表2 冗雷河小流域各水保措施减流减蚀量

注：†人工经果林下皆种植有人工草地，表中的减流减蚀量包括了人工草地的贡献。Note:†The economic forest was intercropped with artificial grass, the corresponding runoff and sediment reduction listed includes both contributions.

2.2 生态效益价值

计算冗雷河小流域各坡面水土保持措施的各项生态效益价值，并利用社会折现率将其统一换算成2008年价格，结果见表3。各项水土保持措施共计投入216.7万元，实现生态效益价值107.1万元/a，主要来源于在坡耕地上种植人工经果林产生的净化空气和固碳效益，二者之和达到56.7万元/a，超过生态效益总价值的50%；但是，从单位面积的生态效益来看，人工水土保持林最高，达到1.5万元/(hm2·a)；封山育林最低，仅为0.02万元/(hm2·a)。将年平均效益减去水土保持措施的投入，计算单位面积各水土保持措施的收益，仅有人工水土保持林为正值，1.1万元/ hm2；实施坡改梯的亏损最多，达到-1.7万元/hm2。这是因为坡改梯涉及工程建设，投入较大。若忽略每年少量的维护费用，可以假设这些投入是一次性的，而生态效益价值却是年平均值，可逐年累加。

表3 冗雷河小流域各水土保持措施生态效益价值(2008年价格)

注：†土壤保持和减少养分流失效益价值之和。仅计算各项坡面水土保持措施的资金投入，未考虑配套建设费用。Note:†refers to sum of the benefits in conserving soil and reducing nutrient loss.Only consider the investment of the soil and water conservation practices listed but not the expenses of supporting constructions.

根据2008年发布的“全国生态功能区划”[27],冗雷河小流域属于土壤保持生态功能区，存在的主要问题是地表植被退化、土壤侵蚀和石漠化。若仅考虑与此相关的3项效益：土壤保持、减少养分流失和减少河道泥沙淤积，则流域内水保措施的生态效益价值仅为10.6万元/a。

3 结论与讨论

本研究对08国标中的水土保持调水保土效益和生态效益计算进行了修订并对贵州省冗雷河小流域2008—2010年综合治理项目的坡面水土保持措施效益展开评价。主要结论如下：

1)该项目的坡面水土保持措施预计实现多年平均减流深11.0 mm/a，减蚀厚2.0 mm/a；

2)各项水土保持措施中，减流能力最强的是人工水土保持林，减蚀能力最强的则是坡改梯；

3)基于生态系统服务功能的价值，得出该项目各坡面水土保持措施的生态效益总价值为107.1万元/a，其中以人工水土保持林的单位面积生态效益最高。

本文是对水土保持生态效益价值化的一次尝试，将水土保持措施的各方面生态效益折算为可以计算和比较的价值，其结果可为水土保持动态规划和布局提供参考依据；但是本研究并未考虑水土保持措施发挥效益的年限和效益随时间的变化，而是假设项目已经开始发挥作用，计算多年平均效益值。在下一步的研究中应将这一因素纳入考虑和计算。

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(责任编辑：郭雪芳)

Benefit evaluation on soil and water conservation practices:A case study on Rongleihe Watershed in Guizhou province

Yang Yang1, Liu Yuxin1, Jin Pingwei2, Xiang Jiaping2, Xie Yun1

(1.State Key Laboratory of Earth Surface Processes and Resource Ecology, School of Geography, Beijing Normal University,100875, Beijing, China; 2.Pearl River Watershed Soil Conservation Monitoring Center of Pearl River Water Conservancy Committee, 510611, Guangzhou, China)

Assessing the benefits of soil and water conservation practices and discovering the problems present in their applications are of great significance to soil conservation planning, management and operation. The latest national standard, i.e., “Comprehensive control of soil and water conservation—Method of benefit calculation (GB/T 15774—2008)”,describes different kinds of benefits and their evaluation techniques. However, this standard involves too many evaluation items, some of which are difficult or even impossible to directly attain or calculate in practice. In addition, certain benefits are counted more than once using the evaluation techniques suggested. These shortcomings have greatly limited the application of this standard.In the current study, a new benefit evaluation method is proposed. Targeted, quantifiable and unique evaluation items are selected for the assessment of soil and water conservation benefits as well as the ecological ones. Furthermore, the value of each ecological benefit is calculated based on its ecosystem service function, using related economic theories. This method has been applied in the benefit evaluation of the integrated soil conservation project operated on Rongleihe Watershed in Guizhouduring 2008—2010. It is predicted that this project would reduce the annual runoff depth by 11.0 mm/a and the soil erosion depth by 2.0 mm/a; and yield a total ecological benefit of 107.1×104yuan/a. Among the six main practices, soil and water conservation forests top in conserving water and reducing runoff; whereas, terraces exhibit the strongest ability in protecting soil from erosion. This study values the ecological benefits of soil and water conservation practices,and its results hold important implications for local policy making with regard to soil and water conservation.

soil and water conservation; ecological benefit valuation; ecosystem service function

2015-01-16

2015-07-03

项目名称：国家自然科学基金创新研究群体项目“地表过程模型与模拟”(41321001)

杨扬(1987—)，女，博士，讲师。主要研究方向：土壤侵蚀与非点源污染。E-mail: yang.yang@bnu.edu.cn

S157.2

A

1672-3007(2015)05-0064-08