丹江口水源区生态系统服务时空变化及权衡协同关系

刘 海,武 靖,陈晓玲

1 湖北大学资源环境学院,武汉 430062 2 武汉大学遥感信息工程学院,武汉 430079 3 江西省基础地理信息中心,南昌 330209 4 武汉大学测绘遥感信息工程国家重点实验室,武汉 430079 5 江西师范大学鄱阳湖湿地与流域研究教育部重点实验室,南昌 330022

生态系统服务是指人类从生态系统中直接或间接获取的所有利益,其中包括供给服务、调节服务、支持服务和文化服务四个方面[1- 2]。该概念由Wilson 于1970年首次提出,之后Daily,Costanza于1997年对生态系统服务进行了更深层次的研究[1- 3]。生态系统服务作为生态系统评估的核心领域,成为生态学的研究热点[4]。2005年,随着千年生态系统评估工作完成[5],对生态系统服务研究从单纯的静态价值评估向着更加重视生态系统服务对人类福祉的影响方向发展[6]。随着城市化加剧,人类所需求的生态系统服务的数量和种类越来越多[7- 9],人类对自然资源的利用已经超过了生态系统本身的提供限度,造成对某一服务功能的需求是以牺牲其他服务功能为代价,不同生态系统服务之间相互影响,导致很难甚至不可能同时达到利益最大化[10]。为了明晰区域多种生态系统服务之间的相互关联特征,兼顾多种生态系统服务不同生态系统服务之间、不同区域之间的协调发展,实现利益相关方效益最大化,优化生态系统服务管理政策[11],达到区域发展与生态保护“双赢”的目的[12],有必要对生态系统服务进行集成研究[13]。

“权衡”指某类型生态系统服务的供给由于其他类型生态系统服务使用的增加而减少的情形,“协同”指两种或多种生态系统服务同时增强或减少的情形[14]。各类生态系统服务之间的相互作用,在不同尺度(时间与空间)的利益需求不同,几乎所有生态系统服务的决策都涉及到利益权衡[15],因此权衡协同关系在全球范围内的生态系统服务之间普遍存在,但又表现出明显的地域差异性与动态变化性[16- 17]。目前,主要采用地理学和生态学相关理论对生态系统服务权衡与协同进行定性分析。对生态系统服务效益量化的研究较少[18- 19]。囿于数据获取、计算模型、指标构建等因素,选取的生态系统服务类型有限,对生态系统服务总体效益和单一服务效益之间动态关系的量化和评估研究不足[12]。

南水北调中线工程是我国重要的跨流域调水工程,旨在解决我国华北地区的缺水困境,缓解北方城市的用水冲突,实现水资源的合理布局和分配[20]。丹江口水源区作为中线工程的重要组成,明晰流域生态系统服务价值变化情况以及生态系统服务之间权衡与协同关系变化特征,对分析中线调水工程对流域生态环境的影响,智慧调水以及生态补偿具有重要意义。目前对于水源区的生态系统服务价值以定性研究较多,且仅关注某一种生态系统类型的单一生态服务价值[21- 22]。近年来,有较少学者以定量分析视角对水源区内的生态系统服务价值进行研究,但选取的生态系统服务有限,且未考虑单位面积生态服务价值当量的时空差异[23- 24]。对于水源区的生态系统服务之间的权衡协同关系,研究也较少[25]。

因此,本文以丹江口水源区为研究区,采用 Costanza 等提出的生态系统服务价值估算方法,与基于地理模型的计算方法相比,该方法具有数据易于计算,标准化的优点,可以对多种生态服务价值进行计算。考虑到生态系统服务在时间尺度上的动态变化性和空间上的异质性,本文在借鉴Costanza和谢高地团队的研究结果基础上,对丹江口水源区的当量因子进行区域修正和功能性系数修正,对研究区1990—2015年(1990年、1995年、2000年、2005年、2010年、2010年、2015)6个时期研究区10种生态系统服务价值及其时空变化特征进行估算分析。然后,基于以长时间整体分析占优的相关性分析方法和短时期动态变化分析占优的生态系统服务权衡协同度(Ecosystem Services Trade-off Degree, ESTD)模型,分析了不同时期水源区内各类型生态系统服务之间的权衡与协同关系。研究定量分析了总体效益与单一服务效益之间的关系,更清晰的展示了单一生态系统服务在整体效益中的作用,有利于决策者判断流域各生态服务起主导作用的服务类型,为流域生态系统服务的可持续增长提供方法支持；此外,研究以大坝加高的时间点为节点,分析了水源区内不同时期的各生态系统服务之间的权衡与协同关系,清晰的分析调水工程对水源区内生态系统服务的影响,为流域更科学的调水及生态补偿提供参考。

1 研究区概况和数据来源

汉江是长江中游最大的支流,发源于秦巴山地的宁强县,在武汉汇入长江。其干流全长 1577 km,流域面积约为1.59×105km2[26- 27]。其中丹江口以上为汉江上游,流域主要范围跨越陕西、湖北、河南,流域面积9.52万km2[27](图1)。研究区域位于秦岭山脉和大巴山脉之间,西部为中低山区,东部以平原丘陵为主。流域位于亚热带季风区,年均气温12—16℃,年均降雨量约700—1800 mm,主要地带性植被是落叶、常绿阔叶与针叶混交林[25]。流域水资源丰富,是南水北调中线水源区,2005年大坝加高工程之后,丹江口水库库容增加,正常蓄水位由157 m提高到170 m,正常蓄水位库容由174亿m3增加到290亿m3,汉江水资源将得到更好的调节[27]。

图1 丹江口水源区Fig.1 Danjiangkou water source area

本研究利用的主要数据包括：1990—2015年6个时期土地利用矢量数据,由中国国家地球系统科学数据共享平台(www.geodata.cn)提供；1990—2015年6个时期全国稻谷、小麦和玉米的播种面积以及单位面积收益和支出,数据来源于《中国统计年鉴》[28]和《全国农产品成本收益资料汇编》[29]；全国、湖北省、陕西省、河南省1990—2015年6个时期的农田粮食单位面积产量,数据来源于中国及各省统计年鉴；1990—2015年丹江口水源区NPP数据,来源于国家地球系统科学数据共享服务平台(http://www.geodata.cn)。

2 研究方法

2.1 生态系统服务价值估算

2.1.1 标准单位当量因子的价值量核算

标准单位当量因子(以下简称当量因子)是指1 hm2全国平均产量的农田每年自然粮食产量的经济价值[30],以此当量为参照并结合专家知识可以确定其他生态系统服务的当量因子的价值量,可以表征和量化不同类型生态系统对生态服务功能的潜在贡献能力。本研究参考谢高地[31]等的处理方法,将单位面积农田生态系统粮食生产经济价值的1/7作为1个标准当量因子的生态系统服务价值量,计算公式如式1。

(1)

式中,D表示1个标准当量因子的生态系统服务价值量(元/hm2),Sij为研究区第j年第i类农作物(hm2)；wij为第j年第i类农作物单位面积总收益；pij为第j年第i类农作物总支出。

2.1.2 单位面积生态系统服务价值的基础当量表

单位面积生态系统服务价值的基础当量是评估区域生态系统的各项生态系统服务价值的基础,它是指不同类型生态系统单位面积上各类服务功能年均价值当量[31]。Costanza方法中,土地利用类型的单位面积生态系统服务价值主要反映的是欧美发达国家的经济水平,在中国应用中存在偏差[32],为此,中国科学院地理科学与资源研究所谢高地团队针对上述问题,根据中国生态系统和社会经济发展状况,对中国700位具有生态学背景的专业人员进行问卷调查的基础上进行改进,制定了中国生态系统服务价值的基础当量表[32]。

由于本研究所使用的LUCC土地利用数据分级标准和谢高地团队的生态系统分级标准存在差异,故需要按研究需要将土地利用数据进行重分类。

谢高地的生态系统一级分类包含的6种土地利用类型中,4种土地利用类型与中国科学院提供的土地利用类型相一致,存在差异的土地利用类型包括建设用地与未利用土地,因谢高地的生态系统分类中只包含有荒漠和湿地,故需要将这两类土地利用数据依据谢高地的生态系统分级标准进行重分类。鉴于丹江口水源区的未利用地主要为沙地,沼泽地,裸土地,裸岩石质地,其中沙地的生态系统服务价值与荒漠比较一致；沼泽地的生态系统服务价值与湿地较为相近；裸土地,裸岩石质地以及城乡工矿居民用地的生态系统服务价值与裸地较为相近,故这里将中国科学院土地利用类型中沙地,裸土地,裸岩石质地与建设用地的生态系统服务价值当量归并为谢高地的生态系统分类中的荒漠,将沼泽地重分类为湿地。

除一级分类外,二者二级类型分级标准也存在差异,主要存在于林地、草地中。LUCC土地利用数据分级标准中,将林地分为有林地、疏林地、其他林地和灌木林,而谢高地团队将林地分为针叶、针阔混交林、阔叶林和灌木林,考虑到丹江口水源区属亚热带季风区,故将林地中的有林地和其他林地归为针阔混交林；根据林学野外调查,将疏林地和灌木林归为灌木林；LUCC土地利用数据分级标准中,将草地分为高覆盖度草地、中覆盖度草地、低覆盖度草地,而谢高地团队将草地草原、灌草丛和草甸,目前对生态系统服务的研究中并未明确高覆盖草地、中覆盖草地、低覆盖草地3种草地类型各自的当量,考虑到后期计算,此处将这3种类型草地统一归为灌草丛。重分类后,得到汉江流域单位面积生态系统服务价值基础当量表。

表1 单位面积生态系统服务价值基础当量表

2.1.3 当量因子的修正正

2.1.3.1 区域修正

由于表1是谢高地团队基于2010年全国的相关数据计算而得,考虑到生态系统服务价值的变化具有时间和空间效应,故本研究以2010年为基准,对丹江口水源区1990—2015年当量因子进行区域修正,修正系数为丹江口水源区相应年份农田粮食单位面积产量与2010年全国农田粮食单位面积产量的比值。修正结果如表2。

表2 丹江口水源区不同年份不同省份当量因子/(元/hm2)

2.1.3.2 功能性系数修正

微观空间尺度上,生态系统本身的多样性和环境条件的多样性决定了生态系统服务的类型和强度具有空间差异性。一般来说,生态系统的生态服务功能大小与该生态系统的生物量有密切关系[30]。不同的景观类型,其生物量和区域水热状况也不同,生物量越大,其生态功能越强。但由于生物量的计算模型众多,且不同生态系统的计算方法不同[33],因此难以对丹江口水源区的生物量进行准确计算。鉴于此,本文选取与生物量相近的植被净初级生产力(NPP)来对研究区当量因子进行功能性系数修正。由于NPP计算涉及数据众多,2000年以前的相关数据获取困难,为了保证数据的一致性,本文使用NPP模拟数据进行修正(该数据是在CRU气象中心发布的全球历史时期气象数据的驱动下,利用IBIS模型模拟获得),方法如下：

将研究区内中某一像元的NPP值(NPPij)与该像元所属类型的生态系统的 NPP 平均值相比,将比值作为功能性系数(pi)对当量因子进行逐像元的动态调整。

pi=NPPi/NPPijmean(i=1990,1995,…,2015)(j=1,2,…)

(2)

式中,pi代表第i年的功能性调整系数；NPPij代表第i年某一像元的NPP值; NPPij mean代表第i年第j类生态系统的NPP的平均值。

2.1.4 生态系统服务价值估算模型

以表2中丹江口水源区不同年份当量因子,结合表1单位面积生态系统服务价值基础当量表和NPP模拟数据计算得到丹江口水源区不同年份生态系统服务单位面积价值当量。在此基础上,以不同年份汉江流域土地利用数据为主要数据源,基于生态系统服务价值估算模型对汉江流域生态系统服务价值进行估算。估算模型如公式2：

(3)

式中,ESV为生态系统服务价值总量,Si为研究区第i类土地利用类型面积(hm2)；VCi为第i类土地利用类型的单位面积生态系统服务价值(元/hm2)；i为土地利用类型；a为修订系数,pi为第i年的功能性调整系数。

2.2 权衡与协同关系研究方法

2.2.1 相关分析

相关分析可以定量描述两个变量之间的线性相关程度,明确两个变量之间的相关方向[34]。相关关系有强弱方向之分,数值越大相关性越强,数值越小相关性越弱；数值为正表明一个变量增加,另一个变量也增加,称为正相关,数值为负,表明一个变量增加,另一个变量减少,称为负相关。计算公式如下：

(4)

2.2.2 生态系统服务权衡协同度

生态系统服务权衡协同度(Ecosystem Services Trade-off Degree)是建立在数据线性拟合的基础之上,反映各个生态系统服务间相互作用的方向和程度的方法[13],目的是对研究区生态系统服务变化量的相互作用进行整体的评价。下文简称为ESTD,计算公式如下：

(5)

式中,ESTDij表示第i、j种生态系统服务权衡协同度；ESCib为b时刻第i种生态系统服务的变化量；ESCia为a时刻第i种生态系统服务的变化量；ESCjb、ESCja与此相同。ESTD代表某两种生态系统服务变化量相互作用的程度和方向,ESTD为负值时,表示第i与j种生态系统服务为权衡关系；ESTD为正值时,表示两者之间为协同关系；ESTD绝对值代表相较于第j种生态系统服务的变化,第i种生态系统服务变化的程度。

3 结果

3.1 生态系统服务价值时空变化

3.1.1 生态系统服务价值时间变化

利用公式3求得丹江口水源区1990—2015年各项生态系统服务价值如下(表3)：1990—2015年丹江口水源区生态服务价值从404.03亿元增加至571.15亿元,共增长了211.86亿元,增幅为58.97%,年平均增长率为2.36%。其中1990—1995年,丹江口水源区生态服务价值为负增长,与1990年相比减少了44.74亿元,降幅为11.07%。其余年份水源区生态服务价值总体呈增长趋势,其中增长幅度最大的时间段为2005—2010年,增幅为24.86%；增幅最小的时间段为2000—2005年,仅为5.22%。

表3 1990—2015丹江口水源区生态系统服务价值/(元/hm2)

从生态系统服务类型来看,气候调节、水文调节、土壤保持和生物多样性构成了丹江口水源区生态系统服务价值的主体。水资源供给价值最低,但增长幅度最大,25年间增长了0.58亿元,增幅为43%。增长幅度最小的生态服务价值为水文调节,25年间增长了36.72亿元,增幅为39%。从丹江口水源区各类用地提供的生态系统服务价值来看,林地的生态系统服务价值始终最高,其次为草地、水域、农田,这4类用地提供了水源区95%以上的生态服务。从各类用地生态系统服务价值占总生态服务价值的比例变化情况来看,农田占总生态服务价值的比例呈波动变化,但总体呈增加趋势,由3.26%增加至4.17%；草地占总生态服务价值的比例与农田相同,总体呈增加趋势,由29.04%增加至30.06%；林地占总生态服务价值的比例则呈波动减小的趋势,由58.73%减少至56.94%；水系则相反,占总生态服务价值的比例呈波动增加的趋势,由8.62%增加至9.05%；建设用地,荒漠,裸地占总生态服务价值的比例呈增加趋势,但所占比例极小,均小于0.1%。

3.1.2 生态系统服务价值空间变化

在GIS软件中,基于栅格统计了丹江口水源区1990、1995、2000、2005、2010和2015年研究区域的生态系统服务价值,根据价值高低分为六类,得到生态系统服务价值分布图(图2)。由图2可知,丹江口水源区生态系统服务价值呈现明显的西南高,东北低的特征。生态系统价值高值的区域分布在南部和东部部分地区,最高值位于丹江口水库周围。生态系统价值低值的区域与农田分布较为一致,主要分布在西部的水田以及东部的旱地区域。生态系统价值中值分布范围较广,主要分布在水源区的中部和西部部分地区。1990—1995年,水源区生态服务价值减少,生态服务低值区域范围由中东部向西扩大,南部的高值区域范围减小。1995—2015年生态服务价值呈增长趋势,西部和南部区域的生态服务价值增大,东部的低值区域也有所减少。

图2 历年生态系统服务价值分布图/(元/hm2)Fig.2 Distribution of Ecosystem services value in 1990—2015

计算1990—2015年各网格的生态系统服务价值动态变化度后得到水源区生态系统服务价值动态变化度空间分布图(图3)。可以看出,动态变化度为负值的区域零散分在在水源区内,与土地利用变化区域的分布范围比较吻合；动态变化度低值和中值区域主要分布于水源区的西部部分地区和东部地区,且这些区域大都为农田；动态变化度高值区域面积最广,中西部较为集中,与水源区内林草地的分布较为一致；动态变化度极高值区域主要分布于水源区北部。

3.2 丹江口水源区生态系统服务之间的关系

3.2.1 生态系统服务关联关系

在对丹江口水源区生态系统服务价值进行估算之后,依据相关分析,得到10种生态系统服务之间的相关性(表4)。相关性结果为正值时,表明两种生态系统服务具有协同关系,即两种生态系统服务在同一时间段具有同样的上升或降低趋势,一种服务的增加会对另一种服务产生一定的促进和增幅作用,结果为负值时,表明两种生态系统服务具有权衡关系,即一种生态系统服务的增加引起了另一种生态服务的减少。

丹江口水源区10种生态系统服务之间组成100组值,其中36组值为负,64组为正,其中18组在0.01水平上显著正相关,8组在0.05水平上显著正相关。

表4 丹江口水源区生态系统服务价值间关系

**表示两种生态系统服务在0.01水平上显著相关；*表示两种生态系统服务在0.05水平上显著相关

图3 1990—2015年生态系统服务价值动态变化度分布图 Fig.3 Distribution of dynamic variation of Ecosystem services value in 1990—2015

在丹江口水源区生态系统服务之间相互关系中,协同关系占64%,表明协同关系是丹江口水源区生态系统服务之间的主导关系。这些协同关系主要存在于调节服务、支持服务与其他类型的生态系统服务的关系之中。

丹江口水源区存在的权衡关系中,83.46%与供给服务有关。在供给服务中,3种不同类型的供给服务彼此之间均呈此消彼长的权衡关系,其中食物生产与调节服务、支持服务、文化服务均呈权衡关系；原料生产与食物生产、水文调节为权衡关系；水资源供给与食物生产、原料生产、气体调节、气候调节以及土壤保持为权衡关系。

调节服务中,气候调节、气体调节、净化环境三者之间相互为正相关,其中气候调节与气体调节的相关性较高,这3种调节服务之间为彼此增益的协同关系,水文调节与气体调节、气候调节则呈不显著权衡关系,与净化环境为协同关系。这4种调节服务均与支持服务、文化服务存在正相关关系,呈协同增长的态势。

支持服务中,土壤保持与生物多样性之间存在显著正相关关系,与调节服务、文化服务均为相互增益的协同关系,与供给服务中的食物生产为权衡关系,与原料生产和水资源供给为协同关系。

文化服务中的美学景观除与食物生产为权衡关系外,与其他服务均为相互增益的协同关系,其中,与调节服务中的气候调节、净化环境以及支持服务中的生物多样性存在较强的协同关系。

3.2.2 生态系统服务权衡协同度

生态系统服务之间的相关分析是从整个时间跨度方面分析生态系统服务之间的关系。为了进一步评估不同时间段生态系统服务之间相互作用的程度和方向,本研究引入生态系统服务权衡协同度(ESTD)模型对丹江口水源区生态系统服务间的关系进行量化评估,当ESTD为正值时,表明这两种生态系统服务变化方向相同。ESTD为负值时,表明这两种生态系统服务变化方向相反。ESTD绝对值表示两种生态系统服务之间的变化程度的大小。

除了计算1990—2015年的权衡协同度外,为了研究丹江口大坝加高后对丹江口水源区生态系统之间相互关系的影响,本文在对丹江口水源区生态系统服务价值估算的基础上,以丹江口大坝加高的时间点为间隔点,对丹江口水源区1990—2005年、2005—2015年两个时间段的生态系统服务权衡度进行计算。结果如下(图4—图6)。

图4 丹江口水源区1990—2015年各生态系统服务价值间关系Fig.4 Interaction of ecosystem services in Danjiangkou water source area in 1990—2015

图5 1990—2005年丹江口水源区各生态系统服务价值间关系Fig.5 Interaction of ecosystem services in Danjiangkou water source area in 1990—2005

图6 2005—2015年丹江口水源区各生态系统服务价值间权衡协同关系Fig.6 Interaction of ecosystem services in Danjiangkou water source area in 2005—2015

图4是丹江口水源区1990—2015年各生态系统服务价值间权衡协同关系图,各生态系统服务之间组成100组值,其中44组值为负,56组为正,协同关系占56%,表明协同关系是丹江口水源区生态系统服务之间的主导关系。这些协同关系主要存在于文化服务与调节服务、支持服务与调节服务中。其中,水资源供给和净化环境的协同度最高,土壤保持和水文调节权衡度最高。

图5图6表明,丹江口大坝加高后,水源区内的生态系统服务变化量相互作用的程度和方向均有所改变。

1990—2005年以前,水源区生态系统服务之间存在着的权衡和协同关系比例大致相当,权衡关系有52组,协同关系48组。权衡关系多存在于供给服务与供给服务内,供给服务与气候调节、气体调节,供给服务与支持服务、净化环境、水文调节与支持服务,支持服务与文化服务之间,协同关系多存在于供给服务与文化服务,气候调节、气体调节与支持服务之间。其中,水文调节与生物多样性的权衡度最高,与美学景观的协同度最高；土壤保持与水文调节的权衡度也较高。

2005年以后,水源区内生态系统服务之间的权衡协同关系有所改变。其中,食物生产、美学景观、气体调节和气候调节与其余几种生态系统服务的关系变化较大。水资源供给,净化环境和水文调节与生态系统服务之间的权衡关系增多,土壤保持、生物多样性、原料生产与食物生产与生态系统服务之间的协同关系增多。综合来看,水源区内生态系统服务之间的协同关系增大,由原来的48组增加至54组,权衡关系由原来的52组减少至46组,使得协同关系成为丹江口水源区生态系统服务之间的主导关系。

从水源区内的生态系统服务变化量相互作用的程度来看,生态系统服务权衡协同度的极值增大,不同类型的生态系统服务权衡协同度变化情况不同。

供给服务中,原料生产与生态系统服务之间的协同有所增大；水资源供给与供给服务与文化服务的权衡极值增大。调节服务中,净化环境和水文调节与生态系统服务之间的协同度减小,与供给服务的权衡关系增大；气体调节和气候调节与生态系统服务之间的协同度增大,与供给服务之间的权衡度减小,与净化环境、水文调节的权衡度增大。支持服务中与调节服务的权衡度增大,与文化服务协同度增大,与支持服务协同度有所减小。

4 讨论

4.1 生态系统服务价值变化及其驱动因素

丹江口水源区1990—1995年丹江口水源区生态系统服务价值有所减少,其余年份水源区生态服务价值总体呈不断增加的时序变化趋势,增幅最大的生态系统服务类型为水资源供给,增幅最大的时间段为2005—2010年。1990—1995年研究区经济发展,人口不断增加,流域人口剧增导致土地利用状况发生变化,日益增长的的生态服务消费需求和不合理的获取方式使得生态系统不断退化,导致生态系统服务降低[35]。而1995年以后,随着退耕还林和南水北调中线工程政策的实施,国家加强了研究区生态环境的治理,实施了 “丹江口库区及上游水污染防治和水土保持规划”[36],提高水土流失累计治理程度,大力发展绿色产业,引起水文调节,净化环境,水资源供给等相关生态服务价值价值快速提升,导致生态系统服务价值回升。随着丹江口大坝的加高,水源区内水域面积大幅增长,使得水资源供给成为增幅最大的生态系统服务类型。

丹江口水源区生态系统服务价值在空间分布上呈西南高,东北低的特征,产生这种情况的原因主要与水源区内的土地利用的分布格局有关,水源区东部、北部农田分布广泛,人为因素对生态系统干扰较大,而西部林草地较多,生物量大,优良的生态资源造就了该区域相对较高的生态系统服务价值。1990—2015年研究区生态系统服务价值动态变化度较高的区域集中分布在林草地区,动态变化度较低的区域分布情况与农田区较为吻合,动态变化度的区域差异与不同用地的空间分异有着极为密切的联系,随着研究区退耕还林政策的实施,植被NPP提高,相应的生物量也有所增大,导致林草地的生态系统服务价值变化明显。农田区由于人类不合理的用地方式,导致水土流失和地表裸露[37],使该区域NPP 较低,但由于当量因子逐年增长,综合导致农田区生态系统服务价值变化度较低。

综合来讲,研究区生态系统服务价值变化的原因有两种：一是用地类型的改变造成各自然生态系统服务种类变化；二是自然生态系统健康程度直接造成单位面积生态系统提供的服务功能价值的变化[38]。此外,政策因素对生态系统服务价值变化的影响不可忽视,因此相关部门在制定区域发展政策时,要特别注重国土管理和生态环境之间协调发展[39]。

4.2 生态系统服务权衡协同关系原因分析

丹江口水源区地貌类型多样,包括山地、平原、丘陵等,生态系统类型间相互影响相互制约, 形成了独具区域特色的生态系统间的关联关系。本文使用两种方法对水源区的生态系统服务关系进行研究,综合来看,两种方法均表明,协同关系为水源区内的生态系统服务之间的主导关系,权衡关系较少,且多存在于水资源供给、水文调节与其他类型的生态系统服务之间。

由于计算方式不同,二者的计算结果也存在差异。相关性分析使用长时间内的多组数据来衡量整个时间跨度内变量间的相关关系,对长时间内生态系统服务权衡协同关系分析占优。而权衡协同度模型是通过分析相应两个年份的生态服务值的变化来研究权衡协同关系,对短时间内生态系统服务关系研究具有优势。因此,讨论部分主要对相关分析计算出的长时间内生态系统服务关系的结果进行分析,对权衡协同度模型计算出的短时间内生态系统服务关系的结果进行分析。

4.2.1 长时间内生态系统服务权衡协同关系原因分析

此前对生态系统服务权衡关系的研究表明[40- 42],供给服务与调节服务多呈权衡关系,本文引入多种类型服务,发现同一类型生态服务内部之间也存在权衡协同关系,且与调节服务的关系也存在差异。

水资源供给、食物生产与原料生产服务为两两权衡关系,与调节服务之间的权衡协同关系也各不相同。这是由于这3种服务中,起主要影响作用的用地类型不同。水资源供给的能力主要来源于水系,因此水资源供给能力较强的区域食物生产和原料生产的能力较低。但水系通过蒸发成为水蒸气,然后又以降水的形式降到周围地区,保持当地的湿度和降雨量,起到了调节气候的作用,自然降雨又会影响水资源的补给,促进植被的生长,进而涵养水源。因此水资源供给与调节性服务互相增益,彼此为协同关系[43]。食物生产能力较强的耕地区域,尤其是水田,对灌溉需求较高。加之人类不合理的耕作方式导致水土流失,地表裸露,导致对生态系统的调节能力较低,因此与调节服务、水资源供给为此消彼长的权衡关系[40]。林草地在原料生产中贡献突出,因此原料生产能力较强的林草地区域食物生产能力较弱,对水资源的供给能力较差,而对生态系统的调节能力较高。

调节服务与支持服务及文化服务为相互增益的协同关系。研究表明,林草地对于碳储存的增加、调节气候方面有着积极作用,这两者又会促进林地的生长和林内生物种类的增多,而树根有利于稳定坡度,减少土壤侵蚀量,进而起到水土保持的作用[41- 42]。调节能力较高的林草地区域植被覆盖度较高,而地表植被覆盖较高的区域降水截留的能力较强,会减少水分的流失,起到了保持土壤和促进区域生物多样化的作用[36]。丰富的生物多样性以及较好的土壤条件也会促进林草地的生长,进而对生态系统的调节发挥积极影响。

4.2.2 短时间内生态系统服务权衡协同关系变化原因分析

利用ESTD模型对2005年前后丹江口水源区生态系统服务之间的研究发现,2005年之后的时期,水源区内生态系统之间的协同关系增加,权衡关系减少。人为扰动因素是生态系统服务变化的最重要因素。2005年丹江口大坝加高工程启动。大坝加高后,坝顶高程由162 m加高至176.6 m,正常蓄水位由157 m抬高至170 m,相应库容由174.5亿m3增加至290.5亿m3[44]。大坝加高使水源区内水域面积快速增长,2005年之前,水源区内水域面积变化较为稳定。2005年之后,水域面积大幅增长,由923 km2增加为992 km2,到2015年,水域面积已达到历年最高。此外,国家对水源区水环境的保护和污染防治工作的开展和进步,也促进了水源区内水文调节,净化环境,水资源供给等生态系统服务价值快速增加。

但大坝的加高造成水源区部分地区河道下切,使引水条件改变、地下水位降低,对部分地区的灌溉引水带来了不利影响。此外,由于大坝改变了地表水和地下水的时空特征,对水源区土壤中的物质代谢造成影响,进而影响土壤的理化性质从而造成农田提供的粮食供给服务受到影响[45]。大坝的加高还打断了水源区生态系统的连通性,阻隔了物种的交流,对水源区生物多样性也带来不利影响[46]。与此同时水源区内经济快速发展,面临着人口增长与城市扩张的双重压力。水域、建筑用地面积的增长自然就导致农田、林地面积下降,与此相关的生态系统服务也受到影响,造成生态系统服务之间的权衡协同关系发生变化。

4.2.3 两种权衡协同方法的联系与区别

本文使用相关分析和权衡协同度模两种方法对丹江口水源区的生态系统服务权衡协同关系进行研究。结果表明,两种方法的均能清楚的展示各项生态系统服务之间的关系,研究结果较为一致,均表明协同关系是丹江口水源区生态系统服务之间的主导关系,且权衡关系多出现在水资源供给、水文调节以及食物生产同其他生态系统服务之间。但具体相关数值的大小及个别生态系统服务之间的权衡协同关系存在差异。前者的相关性系数介于-1—1之间,而后者介于-25—20之间。产生这种差异的原因在于二者计算方法及计算是用及的数据都不同,前者在计算某两种生态系统服务之间的关系时,除考虑该两种生态系统服务相应年份的值外,还要考虑所有中间年份的值,以此进行标准化,因此值介于-1—1之间；而后者只考虑该两种生态系统服务相应年份的值,故相关数值差异较大。

4.3 南水北调大坝加高工程对水源区的影响及建议

为了获取某些特定生态系统服务,人类将大坝建设融入到水源区生态系统之中,大坝加高之后,水源区内水域面积增加,对水资源的供给、水文调节等方面的积极作用明显,但在获取和改变这些生态系统服务的同时,不可避免地使区域的粮食生产、原料生产、生物多样性等生态服务价值受到影响,进而影响区域生态系统服务的协同与权衡。从国家粮食安全角度来讲,水源区内耕地面积应该保持一定规模,因此,划定农田保护红线,改进农业设施等措施提高粮食产量,保障粮食供给,与此同时,也应对由于调水工程淹没的农田区域给予一定的补偿,此外,也应当注意保护生态系统的连通性和完整性,以免对大坝上下的物种流动和区域食物链造成不可估量的影响。随着社会经济的发展和对生态系统认识的深化,在满足社会发展、粮食安全、以及调水工程顺利进行的前提下,应及时调整发展策略,对资源进行合理优化配置,从而维持整个区域生态系统服务的健康运行,达到生态与社会发展的平衡发展。

当前,生态补偿机制并不完善[47],水源区生态系统服务价值及权衡协同关系变化特征可以为水源区确立生态补偿上限标准和支付标准提供核算依据,以调水工程引起的生态恢复所新增或减少的生态系统服务作为生态补偿数量的理论限值,为构建和完善水源区生态补偿机制提供支持,以促进智慧调水。

5 结论

本文采用 Costanza 等提出的生态系统服务价值估算方法,用农田生产服务价值对谢高地等提出的 “中国生态系统单位面积生态服务价值当量”进行了系数修正,以此为基础估算了丹江口水源区内1990—2015年(1990年、1995年、2000年、2005年、2010年、2010年、2015)6个时期的10种生态系统服务价值及其时空变化特征。然后,基于以长时间整体分析占优的相关性分析方法和短时期动态变化分析占优的ESTD模型,分析了不同时期水源区内各类型生态系统服务之间的权衡与协同关系。结果显示：

(1)1990—1995年,丹江口水源区生态系统服务价值呈负增长,1995—2015年呈不断上涨的时序变化趋势,年均增长率为2.36%。从各类用地提供的生态系统服务价值来看,林地的生态系统服务价值最高,其次为草地、水域、农田、建设用地和荒漠。

(2)水源区生态系统服务价值呈现明显的东南高西北低特征,随着时间的推移,生态系统极高值的范围有扩大的趋势。1990—2015年各网格的生态系统服务价值动态变化度的空间分布与用地类型的分布较为吻合,林草地的变化度较高,农田的变化度较低。

(3)在丹江口水源区生态系统服务之间相互关系中,协同关系占64%,表明协同关系是丹江口水源区生态系统服务之间的主导关系。协同关系主要存在于调节服务、支持服务与其他类型的生态系统服务的关系之中。权衡关系主要与供给服务有关。

(4)2005年之后的时期,水资源供给、水文调节以及净化环境与生态系统服务之间的权衡关系增多,除这3种生态系统服务外,其余几种单项生态系统服务与生态系统服务之间的权衡关系减少。总体上水源区内生态系统之间的协同关系增加,权衡关系减少。人为扰动因素是生态系统服务变化的最重要因素。