红寺堡灌区土地利用变化对生态系统服务价值的影响研究

胡馨月1 宋豫秦1,† 鲁蕾2

ACTA Scientiarum Naturalium Universitatis Pekinensis - - 北京大学学报 自 然 科 学 版) -

1. 北京大学环境科学与工程学院, 北京 100871; 2. 兰州大学资源环境学院, 兰州 730000; † 通信作者, E-mail: yqsong@pku.edu.cn

摘要 基于土地利用变化和生态系统服务价值评估的相关理论和方法, 运用GIS软件, 分析红寺堡灌区1996, 2000, 2006和2010年的土地利用变化, 并计算生态系统服务价值, 研究土地利用变化对生态系统服务价值的影响。结果表明, 1996—2010年间红寺堡灌区的土地利用变化较大, 主要土地类型为牧草地、耕地和沙地、荒地, 从以牧草地为主变为以耕地为主, 牧草地减少和耕地增加的幅度最大, 城镇村建设用地和林地次之,水域最小。研究区生态系统服务价值总量呈增加的趋势, 从1996年的24956.31万元增长到2010年的26663.71万元, 其中耕地和林地面积的增加起主要作用, 加上水域, 三者对研究区生态系统服务价值总量的贡献为84.59%。单位面积生态系统服务价值的分布变化也与研究区土地利用变化紧密相关, 直观地反映了从灌区开发前到灌区建设初见成效后的土地利用变化, 表明红寺堡灌区的土地利用变化对生态系统服务价值的增加具有一定的积极作用。关键词 土地利用变化; 生态系统服务价值; 红寺堡灌区中图分类号 X37

随着各类开发活动对土地利用方式产生的影响日益广泛, 土地利用/土地覆被变化已经成为全球环境变化研究的重要领域[1]。土地作为陆地生态系统的重要载体, 由于对其利用方式的差异, 所提供的生态服务功能亦不同。生态系统服务指生态系统的结构、组成与生态过程所形成及维持的人类赖以生存的自然环境条件及效用[2], 一般包括直接的物质产品与间接的服务两方面。土地利用变化会引起相关生态系统的结构和功能发生变化, 生态系统服务价值也随之改变。

对生态系统服务价值(ecosystem services value, ESV)的评估与计算方法是目前国际上的研究热点,国内外学者对不同区域、不同类型的生态系统进行了大量研究[3–8], 但研究的时间尺度一般较短, 多为某两个时间点的价值量对比或者短期的价值定量评估, 缺乏对较长时段连续性变化的研究。本文以宁夏红寺堡灌区为例, 基于 15 年时间尺度, 探究土地利用变化对生态系统服务价值的影响, 以期对灌区土地利用规划与管理提供借鉴。

宁夏地处我国北方农牧交错带, 是典型的生态脆弱区, 生态环境的质量直接关系着当地居民的生存发展。秦汉以来, 通过引水工程营造了富饶的“塞上江南”; 近年来, 通过扬水水利工程发展灌溉农业, 有力地促进了宁夏平原社会经济的发展。红寺堡灌区作为宁夏扬黄灌溉的主体性工程, 自1998 年开工建设以来, 经济发展和扶贫成效显著,土地面貌也发生了明显变化。本文的研究时段为1996—2010 年, 跨越开发前后两个时期, 可以直接反映灌区开发引起的土地利用变化情况及其对生态系统服务价值的影响。

1 研究区概况

红寺堡灌区位于宁夏回族自治区中部(图 1)的大罗山脚下, 地理坐标为东经 105°45′—106°30′, 北纬 37°10′—37°29′, 涉及中宁、同心两县和吴忠、灵武两个县级市以及 7 个乡镇。灌区沿大罗山分布, 地势由东南向西北倾斜。属典型温带大陆性气候, 干旱少雨, 多年平均降水量为 251 mm, 由东南向西北递减, 降雨多集中在 6—9 月, 占全年降水量的 72.4%。多年平均蒸发量为 2387 mm, 是降水量的 9 倍, 多年平均相对空气湿度为 52%。多年平均气温为 8.7°C, 气温日较差 13.7°C, 全年日照时数为 2900~3550 小时。主要气象灾害为干旱, 还有热

干风、沙暴、霜冻和冰雹等。灌区土地总面积约为880.73 km2, 总人口为 0.67 万。目前灌区范围内基本上没有工业, 以种植业和畜牧业为主, 农业生产水平落后。红寺堡是全国最大的生态扶贫移民集中区之一, 红寺堡灌区的建设过程是变荒漠为绿洲的过程,对宁南山区的生态移民和扶贫开发有重要意义。灌区原来的土地利用类型以天然草场为主, 沙地、荒坡广布, 耕地少且皆为旱地, 灌区开发极易引发土地沙化。

2 数据来源与研究方法

2.1数据来源

结合野外调查以及研究区多期土地利用现状图, 运用遥感影像处理软件 ARCGIS, 对遥感影像进行人机交互解译并数字化, 进而建立拓扑关系, 形成研究区 1996, 2000, 2006 和 2010 年多期土地利用图形数据和相应的属性数据, 作为本次研究的数据来源。

2.2 研究方法

2.2.1 土地利用动态变化分析与转移矩阵

土地利用动态变化包括土地资源的数量、质量、类型等随时间的变化, 可以借助建立动态变化模型进行研究。本文采用单一土地利用类型动态度来阐释某种土地利用类型的数量随时间的变化情况, 计算公式[9]为

其中, K为研究时段内某一土地利用类型的动态度, Ua 和 Ub分别为研究期初及研究期末某一种土地利用类型的数量, T 为研究时段长度, 当 T 设定为年时, K 值即为研究区某种土地利用类型的年变化率。土地利用类型的动态变化还可以借助土地利用转移矩阵[10–11]来进行分析。土地利用转移矩阵是利用 ARCGIS 软件的空间叠加功能生成动态变化图,得到某时间段的土地利用类型转移矩阵, 进而分析土地利用类型的相互转化情况。2.2.2 生态系统服务价值计算

[12] 1) 生态系统服务价值系数(VC)。谢高地等基于 Costanza[3] 对生态系统各项生态系统服务价值的计算, 在对我国 200 位生态学者进行问卷调查的基础上, 制定出我国生态系统生态服务价值当量因子表和不同陆地生态系统单位面积生态服务价值表, 并提出 1个生态服务价值当量因子的经济价值量等于当年全国平均粮食单产市场价值的 1/7。本文参照谢高地等设定的陆地生态系统单位面积生态服务价值表, 并结合其对生态价值的区域修正系数[13]和研究区域的实际情况[14], 将土地利用类型与最接近的生态系统相联系。鉴于本文旨在比较分析研究区的生态系统服务价值变化, 而非生态系统服务价值的准确值, 因此可根据研究区 1996—2010年的年均粮食产量和单价, 将 1 个生态服务价值当量因子的经济价值量定为 513.24 元, 由此确定适合研究区域的生态系统服务价值系数(表 1)。其中,林地对应森林, 牧草地对应草地, 耕地对应农田,水域对应水体, 城镇村建设用地和其他用地(包括沙地、荒坡、稀疏灌草地、盐碱地等)归为一类,作为未利用地对应荒漠进行简化计算。

2) 生态系统服务价值(ESV)。采用 Costanza等[3]的计算公式确定研究区的生态系统服务价值:

其中, ESV 为研究区生态系统服务价值总量(元), Ai为第 i 种土地利用类型的面积(hm2), Vcij 为第 i 种土地利用类型的第 j种生态系统服务价值对应的系数(元/(hm2 · a)), i 为土地利用类型, j 为生态系统服务功能的类型。

由于本文采用的计算方法相对简便, 与实际结果有一定误差, 但就研究不同时间的变化趋势而言,这种方法仍是行之有效的, 可以在一定程度上反映生态系统服务价值对土地利用变化的响应水平。

2.2.3 敏感性分析

为了确定生态服务功能价值系数的准确性以及生态系统服务价值计算结果对其的依赖程度, 采用敏感度指数(CS)表示 ESV 对 VC 的敏感程度[14–16],根据已有研究, 一般将各类土地利用类型的 VC 上下调整 50%[17–18], 计算公式为

如果 CS>1, 说明 ESV 对 VC 是敏感而富有弹性的;如果 CS<1, 说明 ESV 对 VC 是不敏感而缺乏弹性的。CS 越大, 表明生态服务功能价值系数的准确性越关键; CS 越小, 表明 VC 取值越准确, 越符合该地区的实际情况。

3 结果与分析

3.1土地利用变化分析

红寺堡灌区的主要土地利用类型包括林地、牧草地、耕地、水域、交通用地、城镇村工矿用地、沙地和其他用地等, 其他用地主要指荒坡、荒滩、稀疏灌草地、耕地周围的荒草地以及盐碱地等。由于在遥感影像解译过程中, 某些年份的部分土地解

译特征不明显, 所以交通用地和沙地的数据有部分缺失。根据提供生态系统服务功能的相似性和是否可利用等特征, 在研究 1996—2010 年期间的土地利用数量变化和进行生态系统服务价值计算时, 可将交通用地与城镇村工矿用地归为城镇村建设用地一类, 将沙地归到其他用地一类, 对结果准确性的影响基本上可以忽略。因此, 综合实际情况和研究需要, 得到红寺堡灌区 1996—2010 年之间的土地利用数量变化情况, 如表 2 和 3 所示。通过对遥感影像的分析和实地考察可知, 灌区在未开发前的主要土地类型为牧草地和沙地、荒坡以及盐碱地等, 共占研究区面积的 90%左右, 自然植被多是稀疏灌木林和干旱草原。灌区建成后, 主要土地利用类型变为耕地和城镇村建设用地, 占研究区面积的 72.26%。1996—2010 年间土地利用变化最大的是耕地, 动态度高达 67.9%; 其次是城镇村建设用地, 动态度达 64.81%; 变化最小的是未利用土地, 动态度仅为 0.38%。土地面积变化最大的是牧草地, 期间减少 387.57 km2; 其次是耕地, 增 加 321.53 km2; 变化最小的是水域面积, 与灌区开发过程一致。

对比 1996—2000 年、2000—2006 年和 2006— 2010 年这 3 个时期的结果发现, 1996—2010 年期间, 红寺堡灌区内除牧草地和其他用地的面积减少外, 林地、耕地、水域和城镇村建设用地均相应增加, 但每种土地利用类型面积的变化过程并不相同。耕地面积和城镇村建设用地面积持续增长, 分别在 2000—2006 年和 2006—2010 年期间变化率达到最大; 牧草地面积逐年减少, 变化率逐年增大;水域面积先小幅减少, 后持续增加; 林地和其他用地的变化则较为复杂, 林地在 1996—2000 年大幅增加, 变化率最大, 2000—2006 年有所减少, 之后又转为增加, 最终表现为增加的发展态势; 其他用地(包括沙地、盐碱地等)面积在 1996—2000 年有所增加, 之后一直到 2010 年又持续减少, 这种波动式变化主要是其他用地中的沙地面积变化所致, 虽然 2000 年前后沙地面积先增加后又逐渐减少, 但其他用地的总面积还是呈现减少的趋势。

通过表 4~6 可以看到, 1996—2000 年, 研究区内土地利用变化较为简单, 通过开垦牧草地和荒坡、沙地等其他用地, 将其变为耕地; 增加的林地来源于其他用地, 而新增的城镇村工矿用地占用了

牧草地; 其他用地数量增加是灌区开发之初, 由于“水未至, 土地平整先行”导致草地等被开垦为耕地后, 暂时没有植被覆盖而变为裸露沙地, 使得其他用地数量呈现暂时性的增加。2000 年以后, 研究区

土地利用变化过程变得较为复杂: 在开垦荒地、牧草地增加耕地的同时, 新来移民因生活燃料紧缺而大肆砍伐草原上的灌木、蒿茅和树木, 导致牧草地和林地大面积减少, 土地沙化现象较为严重; 新灌区的灌溉体系开始形成, 水域面积有所增加; 未利用土地因转为耕地而减少。2006 年后, 人们意识到必须保护林地和草地以防止沙漠化扩展, 因此除了耕地、城镇村建设用地和水域面积因灌区开发活动继续增加外, 林草建设使林地面积也有所恢复。

从整体上看, 红寺堡灌区在扬水工程的配合下,将原有生产力低下的未利用荒地变为生产力高、生态稳定性较强的耕地和林地, 使该区域由最初的自然荒漠景观转变成为人工绿洲景观。从土地利用转移矩阵可以看到, 灌区开发过程中, 通过及时改变不合理的开发方式(主要是及时完善灌溉体系, 保证水源供给, 调整农牧业开发时序与活动), 对遏制土地沙化、增加林草地面积起到积极作用。在灌区建设时要注意, 由于开发初期灌溉体系未完善, 可能导致土地沙化的现象, 因此土地平整与灌溉体系建设必须配套进行, 以保证稳定的水资源供给, 加强沙化控制。

3.2 生态系统服务价值结果分析

1996—2010 年间红寺堡灌区不同土地利用类 型的生态系统服务价值(ESV)结果及变化情况如表7 所示, 可以看到研究区的生态系统服务价值总量呈增加趋势, 但增长幅度较小, 从 1996 年的约 2.5亿元增加到 2010 年的 2.67 亿元左右, 净增加约1707.4 万元, 增幅为 6.84%。灌区开发前, 生态系统服务价值的主要贡献者是牧草地, 占 ESV 总量的 72.25%。灌区开发后, 由于牧草地面积不断减少, 贡献率持续下降, 到 2010 年主要的 ESV 提供者变为耕地、林地和水域, 三者占 ESV 总量的84.59%。耕地和林地生态系统具有良好的植被覆盖、高效的生产力和较高的废物处理能力。

各土地利用类型的 ESV 变化情况存在明显的差异, 主要受相应类型的土地面积变化的影响: 若某段时间内面积增加, 相应地, ESV 也增加, 反之则减少。除牧草地 ESV 不断减少外, 林地、耕地、水域和未利用地(包括沙地、城镇村建设用地等)的 ESV 都有不同程度的增加, 但具有一定的波动性。虽然牧草地大幅减少, 城镇村建设用地面积不断增加, 但是沙地和建设用地对 ESV 总量的贡献率很小。尽管 ESV 总量增加, 但 2000—2006 年的 ESV 总量略有减少, 主要是由林地面积减少引起的。综合看来, 耕地和林地面积的增加使研究区的 ESV 总量得以增加。此外, 水域面积的比例虽

然不到 3%, 但是对 ESV 总量的贡献率却高达总量的 1/6 以上。

利用研究区在 1996—2010 年不同土地利用类型的单位面积 ESV, 可以探讨研究区 ESV 随土地利用变化的空间分布和变化趋势。此外, 可以认为单位面积 ESV 较高的区域分布越多、越广泛, 对整个区域 ESV 总量的提高越有利, 可以在一定程度上表明其土地利用变化的发展趋势是良性的, 反之则需要调整土地利用结构与方式。根据研究区内不同土地类型的单位面积 ESV 的不同, 将单位面积 ESV 进行分级。鉴于研究区内单位面积 ESV (万元/(km2 · a))的变动范围为 2.16~235.36, 跨度较大, 为了不同等级的分布变化情况更明显直观, 便于观察分析, 在不影响总体变化结果的前提下, 将单位面积 ESV ( 万元 /(km2 · a)) 分为小于 5.00, 5.00~100.00, 100.00~200.00 和大于 200.00 共 4 个等级, 利用 GIS 软件, 得到 1996, 2000, 2006 和2010 年研究区 ESV 的分布情况和变化情况, 如图2 所示。

1996 和 2000 年小于 5.00 万元/(km2 · a)的土地分布较广, 主要是未利用土地, 既有成片分布, 也有零散分布, 前者多是沙地、荒坡, 后者则多为城

镇村建设用地等。2000 年后大片分布的面积不断缩减, 分散分布的特点更为明显, 主要是由于灌区内城镇化建设加快。介于 5.00~100.00 万元/(km2 · a)之间的土地分布较广, 且呈不断扩展的趋势, 土地类型主要是耕地和牧草地。100.00~200.00 万元/ (km2 · a)土地呈现块状分散分布, 先增多、再减少、后增加的分布特点与灌区开发过程中初期垦伐树木、后期退耕还林的政策有关, 主要的土地类型是林地。大于 200.00 万元/(km2 · a)的土地分布变化相对最不明显, 且呈线状分布, 主要的土地类型是水域, 与灌区内的灌渠等设施相关。

从图 2中不同灰度代表的不同等级地块的转化情况可知, 15 年间研究区单位面积 ESV 较高的区域面积呈现不断增加的状态, 单位面积 ESV 较低的区域面积在不断缩减, 其分布变化与研究区对应的土地利用类型变化情况基本上一致, 也进一步验证了不同土地利用类型之间的转换情况。首先, 单位面积 ESV 最低(小于 5.00 万元/(km2 · a))的地块逐渐被单位面积 ESV 更高的地块取代, 是由未利用土地等被开垦为耕地或由于林草建设而变为牧草地、林地等所致。2006—2010 年在东部地区出现单位面积 ESV 最低的地块先块状分布、后分散分

布的变化, 对应在灌区开发初期产生的沙化土地因变为耕地而消失的现象, 同时新增加的城镇村建设用地分散分布的特点也与之对应。其次, 单位面积 ESV 较高的地块由集中分布在南、北局部地区,变为在整个灌区中分散分布, 主要是由于大片林地初期被开垦为耕地而减少, 后由于退耕还林、林草建设而逐渐增多, 但在较短时间内已很难形成大片分布的林地而只能局部分散分布。第三, 单位面积 ESV 较高的地区有转变为较低单位面积 ESV 的现象, 主要是牧草地由沙化土地过渡到耕地以及牧草地转变为建设用地造成的。最后, 代表单位面积 ESV 最高(大于 200.00 万元/(km2 · a))的水域面积不断增加, 与灌区内灌溉渠系不断完善的变化过程相吻合。

3.3 敏感性分析

根据式(3), 并将不同土地利用类型的生态系统服务价值系数(VC)均上下调整 50%, 计算得到敏感度指数(CS), 如表 8 所示。可以看到 4 个年份各类型土地生态系统服务价值的敏感度指数均小于 1,说明研究区的生态系统服务总价值对生态服务价值系数缺乏弹性, 采用的生态系统服务价值系数产生的误差对总价值的影响较小, 最终的结果是可信的。

4 结论与讨论

研究区在 1996—2010 年期间土地利用变化显著, 反映从灌区开发前到灌区建设初见成效后的土地变化过程, 对比分析生态系统服务价值的变化情况, 结果表明后者对前者表现出明显的响应。

从 1996—2010 年, 研究区的主要土地利用类型从牧草地变为耕地, 前者由于被开垦为耕地和建设用地而不断减少, 后者持续增加, 增加用地来源于牧草地、林地和其他用地; 水域和城镇村建设用 地由于灌区建设需要而不断增加, 增加幅度略有不同; 林地的面积由于受当地林草建设政策的影响而呈先增加、再减少、后增加的趋势; 沙地、荒坡、盐碱地等其他用地由于变耕地、林草建设和城镇化建设的影响而出现波动式的减少趋势。

研究区的生态系统服务价值总量从 1996 年的24956.31 万元增长为 2010 年的 26663.71 万元, 呈小幅度增加, 主要是由于牧草地、林地和耕地变化的影响。15 年间灌区内单位面积 ESV 较高的区域面积呈现不断增加的趋势, 单位面积 ESV 较低的区域面积在不断缩减并逐渐碎块化。整体而言, 单位面积 ESV 的分布变化呈现增加的发展态势, 红寺堡灌区开发活动在一定程度上提高了生态系统服务功能, 即通过合理利用水资源发展农业, 维持林草地建设, 对生态环境改善起到积极作用。因此,红寺堡灌区开发建设通过调整开发时序, 合理增加耕地, 优化土地利用结构, 盘活了闲置的土地资源,同时提高了生态系统服务功能。值得注意的是, 红寺堡灌区之所以能够在发展农耕经济的同时保护原本脆弱的生态系统, 引入并合理利用水资源至关重要, 尤其由灌溉渠系维持的水域面积不断增加, 对整个生态系统服务价值总量的增加发挥了显著作用。红寺堡灌区借助黄河来水之利, 主要利用黄河汛期的分洪水作为引入水源,在建设小绿洲的同时保护了大生态。然而, 随着近年来黄河两岸人口迅速增长, 经济快速发展, 加上气候变化的影响, 黄河水资源供给量日趋紧张。同时, 宁夏工业化和城镇化发展对水资源的需求量不断增加, 因而将大量水资源用于改善干旱半干旱地区的生态环境并不现实。因此, 要实现灌区经济发展和生态保育并重的目标, 必须秉持合理分配与高效利用水资源的原则, 充分借鉴国内外先进经验,强力推进节水农牧业。此外, 在规划中应注意合理分布渠系, 科学设计灌溉系统, 将宏观节水农牧业发展模式与微观节水灌溉技术相结合, 加快推广滴灌、喷灌等技术, 提高水资源利用效率, 真正实现生产、生活、生态“三生共赢”。

图 1红寺堡灌区位置Fig. 1 Location of Hongsibao irrigation area

图 2红寺堡灌区 1996—2010 年单位面积生态系统服务价值空间分布变化Fig. 2 Spatial distribution of unit area ecosystem service value from 1996 to 2010 in Hongsipu irrigated area

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