石羊河流域水源涵養功能定量評估及空間差異

王玉純,趙 軍,付杰文,魏 偉

西北師范大學地理與環境科學學院,蘭州 730000

隨著生態系統服務功能研究的迅速發展,生態系統水源涵養功能受到越來越多的關注,并成為國內外研究的熱點之一[1- 3]。水源涵養是陸地生態系統重要生態服務功能之一,是生態系統在一定的時空范圍和條件下,將水分保持在系統內的過程和能力,在多種因素的作用下(如生態系統類型、地形、海拔、土壤、氣象等)具有復雜性和動態性特征[4]。生態系統水源涵養功能的內涵隨著人們對生態系統與水關系認識的不斷深入而變化[5]。從早期對水源涵養功能的研究單指生態系統對河流水量的影響,到現在全面的理解水源涵養功能的各種表現形式,包括生態系統的攔蓄降水、調節徑流、影響降雨量、凈化水質等,人們越來越認識到生態系統水源涵養功能的重要性。

國內外學者均對流域產水量及水源涵養功能進行了廣泛的研究,但是研究的側重點各不相同。國內學者主要是根據研究需求,通過不同的計算方法對流域生態系統水源涵養功能及其時空變化進行研究,如丁程鋒等[6]利用InVEST模型,結合氣候、土壤、地形等因素,通過假設云杉分布的不同情景,對烏魯木齊河流域水源涵養功進行了定量評估和分析；劉璐璐等[7]根據綜合蓄水能力法,結合森林資源二類調查數據,分析了南北盤江流域森林生態系統的水源涵養功能及其時空分布格局；而國外學者則更注重研究影響流域產水量和水源涵養功能的水文、氣候要素,如Pessacg等[8]研究了降水因子的不確定性對位于干旱地區的阿根廷丘布特河流域產水量的影響；Marquèsa等[9]運用InVEST模型對西班牙東北部的Francolí流域產水量進行了評估,并分析了氣候及降水模式的變化對該區域水生態系統服務所產生的影響。

石羊河流域位于我國西北干旱區生態環境脆弱地帶,而水資源是制約該區域經濟發展、生態安全的關鍵因素[10],其亦是退耕還林還草較早實施的區域。因此,研究該流域在土地利用變化情境下水源涵養功能和空間差異,對區域水土保持治理、合理配置水資源、促進生態系統管理和保護、科學實施退耕還林還草工程具有重要的現實意義。

許多專家和學者對石羊河流域的水資源問題已進行了一些的研究,但大多數都是進行定性分析[11- 13]。InVEST(Integrated Valuation of Ecosystem Services and Tradeoffs)模型可以評價當前狀態和未來情景下生態系統服務的量和價值[14],能夠基于不同情景(如在不同土地覆被情景下)定量評估流域尺度產水量以及水源涵養功能[15- 16],近年來,已經被越來越多的應用于流域水源涵養評估中,但該模型還需要有針對性的改進和完善,才能使其更適用于特定研究區域[17]。流域尺度水源涵養功能研究目前多集中于森林植被[18- 20],但流域生態系統植被類型并不僅僅是單一的森林植被,草地、耕地等地類都是流域的重要組成部分,對流域產水量及水源涵養功能都產生著重要影響[21]。故本文運用InVEST模型,定量評估石羊河流域產水量、水源涵養量及各地類水源涵養能力,分析其空間差異及原因,通過對模型相關參數的本地化修正來增強模型的區域適用性,并進行水源涵養重要性空間分級,模擬不同退耕情景下石羊河流域產水量及水源涵養量,同時通過情景模擬后結果的差異,基于最小模糊度法,確定合理退耕還林還草空間分布模式,以期為石羊河流域退耕還林還草工程、水資源保護和合理利用提供理論依據。

1 研究區概況

石羊河流域位于西北干旱區東端,河西走廊東部,祁連山北麓,介于101°22′—104°16′E、36°29′—39°27′N間,流域面積4.16萬km2(圖1)。石羊河起源于南部祁連山,消失于巴丹吉林和騰格里沙漠之間的民勤盆地北部,主要由大靖河、古浪河、黃羊河、雜木河、金塔河、西營河、東大河、西大河這8條河流組成,多年平均徑流量15.75×108m3,產流面積1.1×104km2。多年平均降水量222 mm,人均水資源量約700 m3,耕地畝均水資源量約250 m3,屬典型的資源型缺水地區。石羊河流域內地貌類型復雜,水熱資源的分布不均。石羊河流域是我國內陸河流域中人口最密集、水土資源開發利用程度最高的流域之一,也是構建國家生態保護屏障的重要地段[22]。由于特殊的自然地理條件和不合理的人類活動致使石羊河流域出現了地下水天然補給量少、區域性地下水位下降、土地沙化、鹽漬化加重、植被退化等一系列生態環境問題[23- 25]。

圖1 石羊河流域位置及氣象站點分布圖Fig.1 Location of Shiyang River Basin and meteorological station distribution

2 數據與研究方法

2.1 數據來源及預處理

本研究所需的主要數據有：研究區2015年土地利用/覆被類型數據、土壤數據、2005—2015年氣象數據、地形數據等,具體數據來源及預處理見表1。

表1 數據及預處理

2.2 研究方法

2.2.1 產水量模擬

InVEST產水量模塊是基于水量平衡原理,用各柵格的降水量減去實際蒸散發后的水量,進而得到該柵格產水量。具體計算公式如下：

(1)

式中,Yx,j為j類土地利用/覆被類型、柵格x的產水量；AETx,j為j類土地利用/覆被類型、柵格x的年實際蒸散量；Px為柵格x中的年降水量。是布德科曲線(Budyko curve)的近似值,其計算公式如下[26]：

(2)

式中,Rx,j是土地利用/覆被類型j、柵格x處的布德科干燥度指數,它是潛在蒸散與降水量的比值。ωx是改進的、無量綱的植被可利用水量與年預期降水量；用于描述自然的氣候-土壤屬性的非物理參數。其計算方法如下：

(3)

式中,AWCx是植被可利用的體積含水量(單位mm),其值由土壤質地和有效土壤深度決定。Zhang系數是表征降雨分布和深度的季節性參數,其取值范圍在1—10之間,對于夏季降雨為主的季風區流域Zhang系數接近于1[16]。

布德科干燥度指數Rx,j的計算公式如下：

(4)

式中,ETox是柵格x內的潛在蒸散量,kx,j表示植被的蒸散系數。

2.2.2 水源涵養計算

用InVEST模型計算產水量之后,根據DEM計算地形指數D,考慮不同土壤的滲透性、不同土地利用類型地表徑流流速系數的影響,再計算水源涵養量,計算公式如下：

WR=min1,249/V×min1,0.9×D/3×min1,Ksoil/300×Y

(5)

式中,WR為多年平均水源涵養量(mm)；D為地形指數,無量綱；Ksoil為土壤飽和導水率(cm/d)；V為流速系數,Y為產水量。

(6)

式中,Watershed pixel count為集水區柵格數量,無量綱；Soil depth為土壤深度(mm)；Percent slope為百分比坡度。

2.2.3 輸入參數及本地化處理

模型需要輸入的參數(圖2)及本地化處理過程如(表2)所示。

3 結果與分析

3.1 產水量空間格局分析

由InVEST模型產水量公式(1),計算出石羊河流域及上游8條子流域的產水深度和產水量總值(圖4)。結果表明：研究區單元平均產水深度值為60.90 mm/a,產水總量為24.71×108m3/a。

研究區單元產水深度分布具有明顯的空間差異性,與降水量南多北少的分布情況一致(圖2),與蒸散量南低北高的分布情況相反,總體呈現出南高北低的趨勢,出現這種空間分布格局主要是由于垂直地帶分異因素造成的,南部是石羊河流域上游區域,位于祁連山北部,主要是山地地貌,屬山區河流,平均海拔3000 m左右,植被以森林、草地為主,單元平均降水量達251.50 mm,比全流域平均值高44.18 mm,單元平均實際蒸散量為119 mm,比全流域平均實值低26 mm；上游8條子流域單元平均產水深度分別為黃羊河127.56 mm、雜木河126.51 mm、大靖河123.58 mm、金塔河121.42 mm、古浪河109.08 mm、西營河105.03 mm、東大河99.94 mm、西大河92.16 mm。位于中部和北部的石羊河流域中下游地區,海拔較低,植被以耕地為主,平均降雨量為175.63 mm,比全流域平均值低31.76 mm,單元平均實際蒸散量為176 mm,比全流域平均實值高31 mm；與研究區南部相比,中部及北部降水量偏小、蒸發量偏高,故產水量相對較小。

圖2 水源涵養模型空間參數Fig.2 Spatial parameters of water conservation model

所需參數Parameters本地化處理Localization processing降水量Precipitation2005—2015年石羊河流域及周邊共60個氣象站點月降水量數據,用ANUSPLIN模型進行空間插值,得到降水量空間柵格數據,用交叉驗證法對插值進行精度校正,信號自由度為10.6小于站點數的1/2 [27]潛在蒸散量Potential evapotranspiration2005—2015年石羊河流域及周邊共60個氣象站點的日最高溫、最低溫、平均氣溫、平均風速、平均相對濕度、日照時數、采用經過參數校正的Penman-Monteith公式計算[28-29],然后再通過ANUSPLIN模型進行空間插值處理,信號自由度為9.4小于站點數的1/2[30]植物可利用含水量Available water content of plants基于土壤普查數據,土壤質地組成與分類表。植物可利用含水量為田間持水量和永久萎蔫系數兩者之間的差值。分別由經驗公式計算[31]Zhang系數Zhang value基期的降水徑流關系得到年平均自然徑流量,與多年平均(2005—2015年)自然徑流量,經過反復校驗得出[32]。遵循數值最接近自然徑流量的原則[16]。估算Zhang系數為2.1(圖3)地形指數Topographic index根據土壤深度、百分坡度和匯水面積計算獲得土壤飽和導水率Saturated hydraulic conductivity of soil基于實地土壤粘粒、粉粒、和粗砂質量分數值預測出研究區內每種類型土壤的飽和導水率流速系數Velocity coefficient采用模型參數表數據百分比坡度Percentage slope基于GIS空間分析模塊,根據DEM算得

圖3 多年平均徑流量與模擬徑流的差異 Fig.3 The difference between annual natural runoff and simulated runoff

圖4 研究區單元產水深度圖及單元水源涵養量圖Fig.4 Unit water production depth and unit water conservation

3.2 水源涵養功能總體分析

3.2.1 水源涵養功能空間格局分析

基于產水量模擬結果,再根據公式(5)計算得到研究區水源涵養量。得出,研究區單元平均水源涵養量為23.97 mm,平均水源涵養總量為1.35×108m3。由圖4可知,研究區單元平均水源涵養量空間分布格局與單元產水深度空間分布格局基本一致,也呈現出南高北低的趨勢。

水源涵養高值區主要集中在石羊河流域南部上游區域,該區域產水量大,主要植被森林、草地的郁密度高,形成良好的土壤結構及通風狀況,其土壤下滲、持水能力較強[33- 34],水土保持功能較好,水源涵養功能強。研究區上游8條子流域單元水源涵養量由高到低分別為雜木河62.11 mm、黃羊河56.11 mm、大靖河54.52 mm、金塔河50.74 mm、古浪河48.90 mm、西營河48.71 mm、西大河42.59 mm、東大河41.79 mm。水源涵養總量由高到低分別為古浪河2.22×107m3、西營河1.87×107m3、大靖河1.69×107m3、東大河1.64×107m3、西大河1.61×107m3、雜木河1.23×107m3、黃羊河0.89×107m3、金塔河0.84×107m3。石羊河流域上游8條子流域水源涵養功能相差不大,與整個流域相比,水源涵養功能較強。

水源涵養功能低值區位于研究區中部及北部區域,該區域地勢相對平坦,是人類活動集中區,耕地分布較多,東北部地區受騰格里和巴丹吉林沙漠影響,大部分土壤沙化嚴重,水源涵養量較低；且該區域自然植被面積少,未利用地面積大、分布廣,降水截留能力差,故總體水源涵養能力較差；但該區域散布著少量水源涵養較高的區域,結合土地覆被類型圖(圖2)可以看出,這些區域屬于林地分布區。

3.2.2 不同地類的水源涵養功能分析

利用ArcGIS空間統計分析工具,分別計算出不同地類單元水源涵養量和水源涵養總量,結果見表3。

表3 不同地類水源涵養量

各地類的水源涵養能力由其單元水源涵養量來體現。研究區不同地類單元水源涵養量依次為：林地>草地>耕地>建設用地>未利用地>水域。林地的土壤孔隙度較大,能夠明顯改善土壤結構,水源涵養能力最強；建設用地、未利用地、水域水源涵養能力均很低。水源涵養總量依次為：草地>林地>耕地>未利用地>建設用地>水域,草地的水源涵養能力較強,且所占面積較大,因此水源涵養總量最大；雖然未利用地的單元水源涵養量與水域、建設用地相差不大,但由于其所占面積很大,因此水源涵養總量遠大于水域和建設用地,可見水源涵養總量的大小與各種地類面積有很大關系[35]。

3.3 水源涵養功能重要性空間分級

對區域水源涵養功能重要性進行分級是合理分配、利用和保護水資源的前提。而定量準確的評估區域水源涵養功能又是科學的對水源涵養功能進行重要性空間分級的前提。

利用InVEST模型對研究區水源涵養功能進行定量評估,再根據《國家生態保護紅線—生態功能紅線劃定技術指南(試行)》中涵養水源重要生態功能區的分級方法,使用ArcGIS軟件中的分位數分類方法,對石羊河流域2015年水源涵養功能重要性進行5級分類。水源涵養重要性評價能夠做到定量化和空間化,識別的重要區更為精細。

根據水源涵養功能的重要性分為5個重要性等級(表4)分別為極重要、高度重要、中等重要、較重要及一般重要。

表4 水源涵養功能重要性分級及面積百分比

結合圖1、圖5和表4可知,研究區水源涵養功能重要性分級結果總體呈現出由西南向東北遞減的階梯分布趨勢,其中一般重要區域所占面積最大,比例為53.94%。主要分布在中部和東北部的石羊河中下游區域,包括民勤縣、金昌市、永昌縣和武威市中北部地區；極重要和高度重要區域所占比例分別為10.41%和11.99%,主要分布于西南部的石羊河上游區域,包括肅南縣和天祝縣；水源涵養功能較重要、中等重要區域,所占比例為11.77%和11.89%,主要分布于研究區下游和中上游的過度地帶,包括永昌縣南部與肅南縣接壤的地區、武威市南部與天祝縣接壤地區以及古浪縣南部大部分地區。

圖5 研究區水源涵養功能重要性空間分級 Fig.5 Importance spatial classification of water conservation function in study area

研究區水源涵養重要性分級與水源涵養功能空間分布格局基本一致,水源涵養極重要和高度重要地區降水較多、蒸發較小,分布著8條子流域、地表水系相對發達,并且植被覆蓋度高,是石羊河流域水源涵養的重要生態區。根據分級結果,可將極重要和高度重要區域作為重點和優先保護的地區,并依此來制定生態保護、水資源開發利用等政策。

3.4 基于水源涵養功能的退耕還林還草模式

退耕還林還草是推進生態文明建設、實現可持續發展的重要舉措,其具體規劃實施時需要考慮社會、經濟、生態等多種因素,是一項長期復雜的工程。為了更好的研究不同退耕還林還草模式的植被效應對區域水源涵養功能產生的不同影響,本研究利用InVEST模型分別模擬不同土地利用變化情境下水源涵養量的差異,通過最小模糊度法得出合理的退耕還林還草模式。

3.4.1 情景模擬

本研究設定了3種變化情景：

情景1：研究區2015年現狀實際情況(圖5)；

情景2：退耕還林情景(將研究區內所有耕地納為林地)；

情景3：退耕還草情景(將研究區內所有耕地納為草地)。

在以上3種情景設置中,僅改變土地利用覆被類型,其他數據均與現狀保持一致。

為了在統一標準下,對3種情景水源涵養量進行對比分析,采用水源涵養功能重要性空間分級的分類方法,進行分級,結果如圖6所示。

圖6 不同退耕模式下的水源涵養功能圖Fig.6 Water conservation under different returning farmland model

分別計算3種情景下水源涵養總量及單元水源涵養量,結果如表5所示。

表5 不同情景的產水量和水源涵養量

不同情景下的單元產水量順序為：情景1>情景3>情景2。可以看出,隨著林地、草地面積的增加,產水量有所減少,且退耕還林情景產水量最少。因為森林植被對土壤水分需求量大,蒸散發量也大于草地和農作物,進而導致土壤水分虧缺,故退耕還林情景產水量最低。不同情景下的單元水源涵養量和水源涵養總量順序均為：情景2>情景3>情景1。在退耕還林情景下,單元水源涵養量增加到34.17 mm,此時林地面積最大,水源涵養總量增加到1.93×108m3；在退耕還草情景下,單元水源涵養量增加到26.88 mm,此時草地面積最大,水源涵養總量增加到1.52×108m3。與前文不同地類單元水源涵養功能的分析結果：林地>草地>耕地相吻合。

3.4.2 退耕還林還草模式

將情景1、2、3的結果進行空間疊置,可以發現,在研究區不同退耕方式對水源涵養的影響不盡相同。有些區域退耕還林對其原水源涵養量的提升很大,且明顯高于退耕還草的水源涵養量,這種情況即可視為“適宜退耕還林區”；而有些區域退耕還林與退耕還草對其原水源涵養量的提升相差不大,考慮到退耕還林的成本高于退耕還草,故把這些區域視為“適宜退耕還草區”；還有些區域無論是退耕還林、還是退耕還草與其原本耕地的水源涵養量相比均無太大差別,故將這些區域視為“保留耕地區”。

由于“退耕還林”、“退耕還草”、“保留耕地”3種類型的概念本質上是模糊的,其水源涵養量差異值是有交疊的,很難從中明確判斷出其所屬類型,因此,本研究通過最小模糊度法來計算其隸屬函數,從而確定3種類型的分類條件。用情景2與情景1進行柵格計算,在結果中抽取30個樣點,并將情景1、情景2、情景3及情景3與情景1的柵格計算結果等作為判斷其所屬類別的先驗知識,樣本點的選取均勻的分布在流域的上中下游區域,結果如表6所示。

表6樣點水源涵養差異值統計表

Table6Statisticaltableofdifferenceofwaterconservation

圖7 耕地像元的三角形隸屬函數圖Fig.7 Triangular membership function of cultivated land pixels

按照統計學的觀點,評價指標統計數據的均值最能反映這個指標的平均特征,偏離均值越大的值,其所反映的特征偏離平均特征越大,于是以情景2與情景1水源涵養的差值作為變量來描述耕地像元適合“退耕還林”“退耕還草”“保留耕地”這3個模糊概念時,圖7所示的是像元所屬類型的三角形隸屬函數,需要進一步確定待定參數t1和t2。

然而,t1和t2都是可變的,其中t1∈(14.0,36.4),t2∈(36.4,66.3)(14.0、36.4、66.3分別是3種類型情景2與情景1水源涵養差值的平均值),因此,3個模糊集的模糊度達到最小值時,參數t1和t2取值最佳。

設論域X={x1,x2,…,x30}={3.8,4.6,…,99.6},表示“保留耕地”、“退耕還草”、“退耕還林”這3個模糊概念的模糊集分別為A、B、C,選擇模糊熵作為模糊度的度量,則可以建立如下模型：

s.t.

其中

圖8 “保留耕地”、“退耕還草”和“退耕還林”3個模糊概念的隸屬函數圖Fig.8 Membership functions of three fuzzy concepts,“Reserved farmland”,“Returning farmland to grassland”and “Returning farmland to forests”

求解上述模型：t1=32.8,t2=65.0,得到描述模糊概念“保留耕地”、“退耕還林”和“退耕還草”的3個模糊集如圖8所示。

通過最小模糊度的分類條件,可以確定研究區內適宜保留耕地的區域、適宜退耕還草的區域以及適宜退耕還林的區域。分布模式如圖9所示,可以看出,適宜保留耕地的區域主要分布于石羊河中下游地區,該區域地勢平坦,降水量小、蒸發量大,單元水源涵養量小,無論是退耕還林還是退耕還草對其水源涵養量提升均不大,且就實際情況來說,該區域人口密集,是主要農業區,將其耕地保留也較為合理；適宜退耕還草的區域分布在石羊河上游和中下游的過度地帶,該區域水源涵養能力較差,雖然有一定的提升空間,但退耕還林與退耕還草對其水源涵養量的提升差異不大,綜合考慮到退耕還林、還草的經濟成本及政策因素(退耕還林國家要支付每公頃補助22500元,而退耕還草為每公頃15000元),故將其劃為適宜退耕還草的區域；適宜退耕還林的地區位于石羊河流域南部,該區域降水較多,海拔較高,適宜林地生長,退耕還林后的水源涵養量明顯高于現狀及退耕還草后的結果,故這些區域屬于適宜退耕還林區。

圖9 基于水源涵養功能退耕還林還草模式圖 Fig.9 Returning farmland to forest and grassland based on water conservation function

4 結論與討論

4.1 結論

(1)基于InVEST模型定量評估了石羊河流域產水量及水源涵養功能,并分析了其空間差異,得出：模型中的Zhang系數為2.1時,研究區產水量模擬效果最佳；研究區2015年單元平均產水深度值為60.90 mm,產水總量為24.71×108m3；單元平均水源涵養量為23.97 mm,水源涵養總量為1.35×108m3；單元產水深度與單元平均水源涵養量空間分布格局基本一致,呈現出南高北低的趨勢；研究區不同地類單元水源涵養能力以林地最強,草地的水源涵養總量最大。

(2)在對研究區水源涵養功能進行定量評估的基礎上,進行了水源涵養功能重要性空間分級,得出：一般重要區域面積最大,占總面積的53.94%,主要位于研究區北部的石羊河中下游地區,極重要和高度重要區域共占總面積的22.40%,主要位于研究區南部,即石羊河流域上游地區。

(3)對不同退耕模式進行情景模擬,得出：研究區內耕地全部納為林地時,單元水源涵養量及水源涵養總量均最高；研究區內耕地全部納為林地或草地時,產水量均有所減少,且全部納為林地時,產水量最少；根據最小模糊度法,基于水源涵養功能角度,確定了退耕還林還草的合理模式。

4.2 討論

(1)雖然本文基于InVEST模型定量評價了石羊河流域水源涵養功能,并對其進行重要性分級,但是由于流域生態系統的復雜性,在未來的研究中還需要進一步定量考慮流域上、中、下游的水資源關系,定量分析中下游對上游區域水資源的需求,分層次、分等級的研究流域水資源分配和生態補償等問題。

(2)通過本文研究可以發現,隨著林地、草地面積的增加,位于干旱半干旱地區的研究區產水量有所減少,會對下游綠洲用水帶來問題,并且可能會影響植被生長發育,甚至導致群落衰敗和生態系統退化,因此,應遵循自然演替規律,重點關注區域土壤水管理,科學合理的制定退耕還林還草政策。