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1數據與方法

1.1土壤以石灰土為主,土壤結構不良、質地黏重、缺乏團粒結構。為典型喀斯特中山峽谷地貌,山多、坡陡、北盤江河谷深切達980m(圖1),生境要素垂直分異明顯,具有典型干熱河谷氣候特征,冬春溫暖干旱,夏秋濕熱,熱量資源豐富;年均溫18.4℃,年均極端最高氣溫為32.4℃,年均極端最低氣溫為6.6℃,年均降水量1100mm,但時空分布不均,5—10月降水量占全年總降水量的83%;生態環境嚴酷,石漠化十分嚴重,曾是聯合國教科文組織界定的不適宜人居環境。示范區于2000年開始治理工作,初步統計2000—2010年示范區共實施封山育林育草172.2hm2,栽植頂壇花椒(Zanthoxylumplanispinumvar.dintanensis)、金銀花(Lonicerajaponica)、火龍果(Hylocereusundatus)等經濟林104.5hm2,實施坡改梯7.9hm2、人工種草1.2hm2。通過屋面集雨、坡面蓄水、泉點引水等方式,基本解決農戶飲水問題。花椒、金銀花、火龍果已形成氣候,成為研究區農戶主要經濟收入;“頂壇模式”[22]成為石漠化治理的成功典范。

1.2數據來源1)土地利用/覆被數據采用2000年、2005年和2010年3期衛星遙感影像(空間分辨率5m),將研究區劃分為耕地、林分、灌叢、經濟林、裸巖荒地和其他生態系統6種類型(2000年涉及除經濟林外的5種類型)。其中,耕地生態系統包括水田和旱地,林分生態系統包括密林地(有林地),灌叢包括灌木林地、灌草叢,經濟林主要為花椒林,裸巖荒地包括荒草地和裸巖石礫地,其他生態系統包括建筑用地(居民點、工礦用地、道路交通用地)和水域。在3S技術平臺下,用遙感影像的光譜特征自動提取和人機交互解譯相結合的方法,同時疊加1︰10000地形圖、同時期1︰10000土地利用圖、1︰10000林業二次調查圖(來源于貴州省貞豐縣和關嶺縣國土、林業局)等圖件綜合分析,最后經過野外實地驗證校正,正確率達到96%以上,建立研究區生態系統類型空間數據庫(圖2)。2)植被生物量測定研究區共設置有12個不同植被配置樣地,其中灌叢2個、裸巖荒地2個、耕地2個、林分2個、經濟林4個；每個樣方設置1個20m×20m樣地。于2005年開始監測,對于2000年的植被與土壤監測,采用時間代替空間方法,將2005年對應的類型樣地中植被與土壤數據最小值作為2000年值。林木地上部分生物量運用公式(1)和(2)[23]進行計算。草本生物量,在樣方對角線的兩端和中點處選擇5塊1m×1m的子樣方,將其內的草本植物剪至根部,收集稱其鮮重,帶回實驗室在80℃下烘干至恒重并稱其干重,精確到0.01g(表1)。3)土壤數據在所設置的12個不同樣地內選擇有代表性的采樣點,鏟去表層約3cm左右的土壤,然后傾斜向下切取10~20cm深度的土壤。將各采樣點土樣集中一起混合均勻,每塊樣地采集土樣約1kg,即為混合土壤樣品;同時將已知體積的環刀壓入土中取環刀土。將土樣一并帶回實驗室進行理化性質測定,包括:土壤容重(環刀法)、土壤自然含水量(烘箱法)、田間持水量(威爾科克斯法)、速效鉀(醋酸銨浸提火焰光度法)、有效磷(碳酸氫鈉浸提鉬銻抗比色法)、堿解氮堿解(擴散法)、有機質(重鉻酸鉀外加熱法)等(表2)。4)涵養水源量生態系統涵養水源量包括林冠一次最大截留量、枯落物層最大持水量和灌草層最大持水量。由于處于植被嚴重退化喀斯特石漠化地區,疏林地無法達到常態地貌下的郁閉狀態,林下枯落物層較薄,其涵養水源量以土壤層涵養水源量計算。土壤層涵養水源量計算公式。土壤田間持水率,n為土壤的種類數(每種植被覆土壤視為一類)(表3)。5)土壤侵蝕量數據土壤侵蝕量主要通過沉沙池來測量,沉沙池建在研究區南岸斜坡中段,是一相對封閉的小流域,流域集水面積26.30hm2。流域出露巖石全為壟頭組碳酸鹽巖,坡度26~35。徑流小區建設時,生態系統類型構成中耕地占30.1%、林分3.4%、灌叢33.4%、裸巖荒地12.9%、其他21.4%。通過攔截將流域徑流匯入沉沙池(沉沙池長5.0m、寬2.5m、深2.3m,其長軸方向和流域一致)。于1999年開始水土流失監測，每年3月、8月、12月3次將沉沙池收集到的土壤帶回實驗室烘干稱重,累計得到土壤年流失量。計算得到土壤侵蝕模數,2000年、2005年和2010年土壤侵蝕模數分別為24.54t•km2•a1、21.36t•km2•a1和14.64t•km2•a1。以面積比例測算示范區土壤流失量。6)其他數據社會經濟數據源于課題組2000年、2005年、2010年以農戶為單位進行的實際調查統計得到。

1.3生態系統服務價值評估方法

1.3.1產品供給生態系統的產品供給價值可以通過市場交換來實現[19]。研究區經濟產品主要有林花椒、紅龍果、金銀花,糧食有玉米、花生、紅苕,牲畜有豬、牛、雞,在調查過程中歸為糧食種植收入、經濟林收入和畜牧業收入3項統計,經價格指數調整后作為產品服務價值(表4)。

1.3.2保持土壤土壤保持價值是石漠化生態系統最為重要的服務類型之一。根據不同年份土壤流失面積(耕地+林分+灌木+經濟林+裸巖荒地面積)計算得出流失量。采用影子工程法,以該區域2010年土地整理工程客土覆蓋單價7.29元•m3計算研究區土壤保持價值。

1.3.3涵養水源價值生態系統涵養水源量包括林冠一次最大截留量,枯落物層最大持水量和灌草層最大持水量。由于處于植被嚴重退化喀斯特石漠化地區,林分無法達到常態地貌下的郁閉狀態,林下枯落物層較薄,其涵養水源量以土壤層涵養水源量計算。采用替代成本法,以研究區2010年飲用水水價5.36元•m3估算涵養水源的價值。

1.3.4固定CO2和制造O2價值植物固CO2:根據光合作用反映方程式,推算每形成1g干物質,需要吸收1.62gCO2,釋放1.2gO2[25]。根據監測的林木和草本生物量計算出生態系統固定CO2量和釋放O2量;采用市場價值法,生態系統的固碳價格按碳稅法[1.02元•kg1(C)][26];O2以我國工業制氧影子價格計。

1.3.5維持與增加土壤肥力在野外實地監測的基礎上,將土壤樣品帶回實驗室測試,獲取土壤有機質、水解氮、有效磷、速效鉀含量。有機質生產影子價格按51.3元•t1計算[25];氮、磷、鉀將其轉變為相應的化肥量,再采用市場價值法,以尿素2500元•t1(氮含量46%)、磷肥800元•t1(磷含量20%)、鉀肥3500元•t1(鉀含量30%)的市場價值來估算肥力保持的價值。

2結果與分析

2.1生態系統類型轉變與面積變化研究區10a的生態系統類型變化過程中,發生轉變的面積14.29hm2,占總面積的27.7%。其中林分、灌叢、其他生態系統面積有所增加,而耕地、裸巖荒地面積大幅度減少。經濟林面積增加最快,其次為林分、其他生態系統和灌叢;面積減少最大的是耕地,其次為裸巖荒地(表5)。研究區生態系統變化與生態治理工程的類型、實施場所密切關聯。經濟林面積增加主要歸因于大面積坡耕地退耕還林為花椒林,林分面積增加因灌叢經過10a的恢復演變為林分,灌叢面積增加主要因裸巖荒地生態治理后演變為灌叢,其他生態系統增加主要因研究區公路建設、居民用地增加所致。這些土地的增加從而導致耕地、裸巖荒地面積減少。2000—2005年研究區生態系統類型發生轉變的面積11.83hm2,占土地總面積的22.9%,主要變化區域集中在河谷岸坡兩側實施退耕還林區域。其中以耕地和裸巖荒地向經濟林轉變最為強烈,5a間耕地和裸巖荒地向經濟林轉出面積占總轉變面積的72.2%,其余各類型生態系統之間的轉變程度比較微弱(表5)。2005—2010年研究區生態系統類型發生轉變的面積僅占總面積的4.8%,與上一階段相比轉變強度明顯降低,變化區域較為分散。其中,以裸巖荒地向灌叢轉變為主,占這一階段發生轉變面積的61.1%。其余生態系統相互轉變程度較小。相比較,生態系統轉變主要在前期,這和研究區大面積治理工程在2000—2003年實施有密切的關系。

2.2生態系統服務價值變化

2.2.1產品供給2000—2010年研究區產品供給價值共增加2.39×107元,其中經濟林和畜牧業收入貢獻率達96.6%,糧食收入僅為3.4%。經濟林和畜牧業成為主要經濟來源,生態治理措施產生了良好的經濟成效。糧食種植收入減少一方面因為耕地面積減少,另一方面也反映傳統種植業效益低下。與2000年相比,2005年產品供給價值增長5.22×106元,年均增長1.05×106元;2005—2010年增長1.86×107元,年增長3.73×106元。后期增幅較前一段比較大,其中經濟林收入翻了6倍,主要受花椒栽植后5年才能進入盛產期的影響。

2.2.2涵養水源2000—2010年研究區生態系統的水源涵養價值共增長5.82×106元(表6),其中,林分、灌叢和經濟林生態系統的水源涵養價值共增加8.28×106元,而耕地和裸巖荒地生態系統涵養水源價值減少2.60×106元。前期水源涵養價值增長額度占其總增長量的56.6%,比后期增長幅度大,其原因是低服務功能的裸巖荒地向高服務功能的經濟林生態系統轉移時間主要發生在前期。兩個階段均顯示林分、灌叢和經濟林生態系統的水源涵養價值增加,而耕地和裸巖荒地涵養水源價值減少。從單位面積生態系統水源涵養價值看(圖3),2000—2010年價值均呈增長趨勢,表明退化生態系統治理后的保水能力增強;同時反映耕地和裸巖荒地涵養水源總價值的減少是由于景觀面積大幅度減少所造成的。在不考慮生態系統轉變對涵養水源影響情況下,以2005年單位生態系統水源涵養價值為系數乘以2010年景觀面積,得出涵養水源價值增加為2.52×106元,占2005—2010年該項價值增幅的85.5%,說明價值的增加主要貢獻為生態治理后系統內該項價值的提升,而不是生態系統類型變化引起的。

2.2.3保持土壤2000—2005年研究區生態系統的土壤保持價值一共增加1274元,年增長255元;與2005年相比,2010年研究區生態系統的土壤保持價值共增加2432元,年增長486元。保持土壤價值增加一方面是生態治理后研究區土壤侵蝕面積減少,另一方面是土壤侵蝕模數降低。但總體上土壤保持價值變化較小,這與所處環境水土流失特殊性有關,一是流域成土母巖為較純的碳酸鹽巖,成土速率低,裸巖面積比率高;二是土壤被長期侵蝕,流失和可流失的量少[27]。同時,也反映生態恢復前期植被類型、面積比例雖然發生明顯變化,但還不能很好地阻止水土流失。另外研究區前期恢復主要峽谷兩岸的經濟林,但徑流從坡地中上部分匯集流經花椒林地過程中一樣帶走大量泥土。生態恢復后階段,坡地中上部植被得到恢復,固土保水能力增強,坡面徑流減少。因此,退化生態系統整體恢復改善后,才能有效控制區域整體水土流失。

2.2.4固定CO2、釋放O2價值2000—20010年研究區生態系統固定CO2、釋放O2價值共增加5.23×107元,除耕地外其他類型生態系統該項價值均增加,其中以林分和灌木林生態系統增幅為顯著,貢獻額度最大。在總增加額度中后階段所占比例較大,為89.9%。單位面積生態系統固定CO2、釋放O2價值除耕地沒有發生變化外,其余類型生態系統價值均呈增長趨勢,生態治理后系統固定CO2、釋放O2能明顯增強(圖4)。同時耕地該項功能價值減小原因是景觀面積的減少。采取2.2.2相似方法,得出固定CO2、釋放O2價值增加為6.60×107元,占2005—2010年該項功能增加總值的59.1%。價值的增加一方面因從固定CO2、釋放O2價值的低服務功能生態類型向高服務功能類型轉變;另一方面來源于生態治理后,系統內該項服務價值的提高,其中前者起著主要作用。

2.2.5維持與增加土壤肥力2000—2010年研究區土壤肥力價值一共增加1.40×107元,各類型生態系統該項價值均有不同程度增加;在總增加額度中后階段所占比例較大,為73.8%。從單位面積看,生態恢復后各類生態系統土壤肥力服務價值亦均呈增長趨勢,且同樣表現出后期增加趨勢更明顯(圖5)。同時,土壤肥力服務價值增加主要歸功于生態恢復后系統內該項功能價值的提高,且這部分貢獻占絕對主導作用。

2.2.6生態系統服務總價值變化石漠化生態系統服務價值在生態恢復后顯著增加,10年間共增加了9.61×107元。其中,前期年均增長3.49×106元;后期年均增長1.57×107元,較前期增長更為顯著。不同恢復階段生態系統服務功能增長部分構成中,固定CO2、釋放O2價值,產品供給價值和土壤肥力都是主要組成部分(表7)。

3結論

研究區生態系統服務價值的增加一方面源于服務價值低的生態系統向服務價值高的演變(10年間研究區耕地和裸巖荒地向經濟生態系統轉出868.60hm2),但不是引起研究區生態系統服務價值大幅度上升的主要原因;另一方面歸功于生態治理后系統內部服務價值的增加,其貢獻率大于80%,是驅動區域整體生態系統服務價值變化的主導因素。喀斯特石漠化生態系統在治理后類型間發生明顯轉變與空間替代。2000—2010年研究區生態系統類型發生轉變的面積占總面積的27.7%,其中前期發生轉變面積占總轉變面積的83.0%;后期占17.0%。生態系統轉變強度、場所與所實施的生態治理工程的數量、區域密切相關。研究區大規模生態治理工程主要在2000—2003年實施,區域為河谷岸坡兩側退耕還林(栽植‘頂壇花椒’),因此,前期轉變較為強烈,且主要場所集中在峽谷兩側。同時,退耕還林實施后,生態系統轉變較為快速、集中和強烈;而同期實施的自然和人工輔助恢復區域,生態系統類型在前后兩期變化都不劇烈,表現為隨著時間推進在緩慢演變。生態恢復措施實施后生態系統類型間發生轉變響應較快,相比較服務功能價值變化有一定滯后性。研究區保持土壤、固碳釋氧、土壤肥力服務價值增加幅度都呈現出前期較小后期較大的特點。生態治理后盡管植被較快得到恢復,但生態系統保土蓄水、固碳釋氧、改善土壤環境等功能整體提升還不明顯;在經過5年恢復期后,各項功能價值才表現出大幅度增加,退化生態系統才得到很好的恢復和好轉。生態系統服務價值極為復雜,在本研究評估的僅是5項主要服務功能指標,尚不能準確反映區域生態系統價值變化,但其基于實地監測、調查數據基礎上的估算值,有一定參考意義。

作者：高漸飛 熊康寧 單位：貴州省山地資源研究所 貴州師范大學中國南方喀斯特研究院 國家喀斯特石漠化防治工程技術研究中心