石羊河流域生態系統服務權衡與協同關系研究

王 蓓,趙 軍,*,胡秀芳,

1 西北師范大學地理與環境科學學院, 蘭州 730070 2 南通大學地理科學學院, 南通 226007

生態系統服務是指生態系統與生態過程所形成及所維持的人類賴以生存的自然環境條件與效用,是通過生態系統的功能直接或間接得到的產品和服務[1]。生態系統服務類型的多樣性,空間分布的異質性,以及人類對生態系統服務使用和管理的選擇性、多樣性,導致生態系統服務之間往往存在著此消彼長的權衡和相互促進的協同關系[2]。隨著人類社會對自然生態系統控制力的不斷提高,在自然資源短缺日益突出的情形下,常常導致一種生態系統服務的增加以犧牲其他生態系統服務為代價[3],某些生態系統服務水平被迫下降,極大地削減了當代及后代從生態系統中獲取的利益,致使全球許多地區面臨生態危機。在此情形下,生態系統服務權衡與協同研究成為國際生態學、地理學等學科研究的前沿和熱點。為揭示多種生態系統服務之間的關系,首先需要對生態系統提供各項服務的能力進行精準測度,評估過程的主觀性和多樣性,常常導致生態系統服務權衡與協同關系的不確定性。因此,選取典型的研究區域,如何高效地發展該區域的生態系統服務研究理論與方法,探索科學的生態系統服務評估體系,從服務權衡與協同的類型特征、尺度效應、形成機制等方面出發,深刻理解服務之間的權衡與協同關系,提高生態系統管理效率,實現區域生態-社會-經濟的良性發展迫在眉睫。

近十年來,生態系統服務機理、評估和制圖表達等領域成為諸多學者研究的重點,應著“精細化、定量化、模型化、空間化”的生態系統服務評估發展要求,InVEST(Integrated valuation of ecosystem services and tradeoffs)模型被逐漸關注,由美國斯坦福大學、大自然保護協會(TNC)與世界自然基金會(WWF)聯合開發。自2007年發布以來,隨著模型的不斷研究和完善,被廣泛的應用于國內外的自然資產和生態系統服務價值評估中,并取得較為理想的效果[4- 10],且與其他服務模型相比表現出明顯的優勢[11- 12]。最近幾年,隨著對生態系統服務評估研究的不斷深入,研究重點出現一些轉向,開始關注生態系統服務權衡與協同關系[13- 17]。從研究內容來看,生態系統服務權衡與協同主要集中在類型特征、形成機制、尺度效應等方面[18];從研究方法來看,現有生態系統服務權衡研究方法有統計描述法、空間制圖法、情景分析法等類型。誠然,客觀地分析當前國內學者對生態系統服務權衡的研究尚處于起步階段,與國際先進水平相比存在一定差距,主要表現為:(1)以傳統的統計描述方法為主,缺少服務權衡與協同關系的空間定量表達信息。(2)基于空間制圖分析的權衡與協同研究,大多只考慮前后兩個時間點的生態系統服務進行權衡分析,結果的可靠性存在一定問題,且用于權衡研究的服務類型較少。(3)情景模擬分析,一般只考慮土地利用變化,而未考慮氣候條件變化產生的影響,研究過程和方法存在著主觀性。

石羊河流域作為西北干旱區內陸河流域之一,處于構建國家生態保護屏障的重要地段,該流域具有人口密度大、水土資源開發利用程度高、生態環境問題嚴重的區位特征。區域性地下水位下降、土地沙化、鹽漬化加重等一系列生態問題一直制約著當地的經濟發展,成為諸多學者關注的焦點,且已有大量成果發表,但對研究區生態系統服務的定量可視化研究較少,僅有①曾建軍等[19]基于InVEST模型對石羊河流域水源供給量進行評估,并分析了服務時空變化的主要原因,但評估類型和結果較為單一。②張恒瑋[20]基于GIS方法對石羊河流域的生境質量、碳儲存、土壤保持、產水量四項服務的時空變化規律進行探析,但研究時序較早、服務類型較少、缺少對評估模型的本地化研究和服務權衡與協同關系的空間定量研究。因此,本文首先對InVEST模型進行本地化,以精準測度和探析2005、2010和2015年水源涵養、土壤保持、水質凈化、碳儲存和生物多樣性服務的時空格局特征;其次,基于像元尺度,利用相關系數對5種服務之間的權衡與協同關系進行定量測度;最后,基于全流域、子流域尺度,對不同服務之間的權衡特征進行研究與分析,以初步探索適合流域生態-社會-經濟良性發展的生態系統服務權衡模式,厘清服務權衡與協同的表現類型、形成機制和空間差異,為相關研究提供數據支持和方法參考,同時也為制定區域發展與生態保護雙贏政策提供參考。

1 研究區概況

圖1 研究區位置圖Fig.1 Map of study area

石羊河流域,位于中國西北干旱區甘肅省河西走廊東部(101°22′—104°16′E,36°29′—39°27′N)(圖1),屬溫帶大陸性干旱氣候,降水少而集中,日照充足,晝夜溫差大。總面積約為4.16×104km2,流域全長達300km,根據區域地貌及水文特征,將研究區劃分為9個子流域并進行標識,即西營河流域(XYR)、東大河流域(DR)、金塔河流域(JR)、古浪河流域(GR)、黃羊河流域(HR)、西大河流域(XR)、雜木河流域(ZR)、大靖河流域(DJR)和石羊河流域下游(SR)。地勢由南至北逐漸遞減,形成4個地貌單元類型,南部祁連山區,覆蓋著大面積的原始森林;中部走廊平原區,為流域的精華之地,如武威、永昌為重要產糧區,亦為流域人類活動強度最大區,灌溉農業發達,徑流耗損嚴重[21];北部低山丘陵區逐漸趨于荒漠化;荒漠區,以風沙地貌為主,植被覆蓋較差或者幾乎沒有,嚴重威脅著綠洲的生存,是生態環境威脅最為嚴重區域[22]。

2 數據來源與研究方法

2.1 研究方法

從石羊河流域水文-生態系統角度出發,結合自然地理和人文社會特征,依據聯合國《千年生態系統評估》[23]的生態系統服務分類體系,遵循科學性、全面性、重要性、數據可獲取性的原則,篩選水源涵養、土壤保持、水質凈化、碳儲存、生物多樣性5個關鍵生態系統服務類型。InVEST為開源模型,本文使用 InVEST 3.3.3,該版本生態系統服務評估主要包括棲息地質量、生境風險、海水水質等支持性生態系統服務評估模塊,碳儲存、產水量、水質凈化、土壤保持、休閑與旅游業、海岸保護等最終生態系統服務評估模塊以及重疊分析、海岸脆弱性評估等輔助性分析模塊。模型多層次設計,低層模型可供大尺度評估,高層模型適用于小尺度研究,且輸入數據具有可選性,降低數據的需求性,滿足多項服務以及多種目標的不同尺度范圍的研究分析。

2.1.1 水源涵養

水源涵養(Water Conservation,WC)模型計算分為兩層,首先基于水量平衡原理計算產水量。其次,利用水源涵養影響因子(地形指數、土壤飽和導水率和流速系數)計算得到流域水源涵養量。計算公式如下:

(1)

(2)

(3)

(4)

(5)

(6)

式中,Retention為水源涵養量(mm);Velocity為流速系數,主要參考游松財等[24]、彭怡[25]、傅斌等[26];Ksat為土壤飽和導水率(cm/d),借助NeuroTheta 軟件實現;TI為地形指數,可由(2)式計算得出,Drainage_Area為集水區柵格數量;SoilDepth為土壤深度(mm);Percent_Slope為百分比坡度(%);Yield為產水量(mm),由(3)式得出,P為年降雨量(mm);AET為實際年平均蒸散發量(mm),可由(4)式計算得出,R為干燥指數,無量綱,由(5)式計算,Kc為植被蒸散系數,主要參考FAO的灌溉和園藝手冊和Allen等[27];ET0為潛在蒸散發量(mm/d),根據Penman-Monteith模型[28]進行計算;W為可利用水量與降水量的比值,無量綱,由(6)式計算得出,Z是表征降水特征的一個常數,將多次模型模擬的各子流域的產水量與Z值建立相關關系,并與相應的水資源量進行對比,最終確定Z值為2.23; MaxSoilDepth為最大土壤深度(mm);RootDepth 為根系深度(mm);PAWC 為植被有效可利用水,由經驗公式Gupta等[29]計算。

2.1.2 土壤保持

土壤保持(Soil Conservation,SC)模型計算分為兩層,首先利用通用土壤流失方程計算潛在土壤流失量和實際土壤侵蝕量[30]。其次對流域的沉積物保持量進行估算。計算公式(7—9)如下:

SRET=(RKLS-USLE)+ups_retain

(7)

RKLS=R×K×LS

(8)

USLE=R×K×LS×C×P

(9)

(10)

(11)

(7)式中,SRET為地塊沉積物保持量(t);ups_retain為該地塊攔截上游地塊的沉積物量(t);RKLS為潛在土壤流失量(t),可由(8)式計算得出,R為降雨侵蝕力因子(MJ mm hm-2h-1a-1),采用Wischmeier 的月尺度計算公式(10)求得,P為年降雨量(mm);Pi表示月降水量(mm);K為土壤可蝕性因子,選用EPIC模型[31]進行計算,公式為(11),Sand 表示砂含量(%),Silt 表示粉粒含量(%),Clay 表示粘粒含量 (%),C 為有機碳含量(%),SN1=1-Sand/100;LS為坡長坡度因子,主要參考潘竟虎等[16];USLE為實際土壤流失量(t),可由(9)式計算得出,C為覆蓋與管理因子,計算方法參考蔡崇法[32];P為土壤保持措施因子,主要參考鄭度等[33]。

2.1.3 水質凈化

水質凈化(Nutrient Retention,NR)模型通過估算植被和土壤對徑流中N、P營養鹽保持量來反映流域水質凈化程度,N、P保持量越大,水質凈化服務越好。計算分為兩層,首先通過產水量模型計算年平均徑流,計算過程同水源涵養模塊。其次,計算各斑塊的養分保持量[34]。計算公式如下:

ALVx=HSSx×POLx

(12)

(13)

(14)

2.1.4 碳儲存

碳儲存(Carbon Storage,CS)包括4種基本碳庫(地上生物量、地下生物量、土壤碳庫、死亡有機物質)和第五大碳庫。由于數據受限,本文只考慮四大基本碳庫,即碳儲量的計算公式為:

C=Cabove+Cbelow+Cdead+Csoil

(15)

式中,C為碳存儲量(t hm-2a-1);Cabove為地上碳儲量(t hm-2a-1);Cbelow為地下碳儲量(t hm-2a-1);Cdead為死亡有機碳儲量(t hm-2a-1);Csoil為土壤碳儲量(t hm-2a-1)。模型所需碳庫表中的碳密度數據,主要參考相關研究[35-44],根據區域相近性、成果可取性等原則,生成碳庫表。

2.1.5 生物多樣性

將InVEST模型中生物多樣性模塊進行優化,采用綜合指數法來評價研究區生物多樣性(Biodiversity,BD)[45]。計算公式如下所示:

BD=Qxj+Rx+Hx

(16)

(17)

(18)

(19)

式中,BD為生物多樣性,無量綱;Qxj為柵格單元x處土地覆被類型j的生境質量,可由(17)式得出,Hj為土地覆被類型j相對應的生境類型得分;Dxj為生境脅迫水平;z為尺度常量,z=2.5;k為半飽和常數,k=0.5。Rx為柵格單元x處生境稀缺度,可由(18)式計算得出,σxj為一個判斷函數。若σxj=1,表示存在,σxj=0,表示不存在;Rj為土地覆被類型稀缺性指數;Hx為Shannon-Weiner多樣性指數,計算公式如(19)所示,Pi為植被群系i的面積比例;n為植被群系的數目。BD可看做是每種脅迫的影響、每種生境類型對每種脅迫的敏感性、生境與脅迫之間的距離、生境的可達性和Shannon-Weiner多樣性5個指標的函數,在脅迫因子的選擇時綜合考慮了研究區的實際情況,最終選取了農村居民用地、城鎮用地、道路、耕地、沙地5種,并采用專家打分法對每種生境類型對每種脅迫的敏感性、生境與脅迫之間的距離進行確定。Shannon-Weiner 多樣性指數的計算,在尺度選擇方面主要參考O′Neill等的經驗性原則[25],選擇5km×5km大小為基本評估單元,生成大約1623個評估單元,借助Frastats 4.2 對研究區各個評估單元的多樣性指數進行計算。

2.2 數據來源及處理

本文數據可分為五大類,①2005、2010和2015年的土地利用/覆被數據,來源于中國科學院資源環境科學數據中心《全國土地利用/覆被數據集》,空間分辨率為1km;②2005、2010和2015年的年降雨量、月降水量、日最高溫、日平均溫、日最低溫、平均相對濕度、平均風速、日照時數等氣象數據,來源于中國氣象科學數據共享服務網《中國地面氣候資料年、月、日值數據集》,將不同方法的插值結果相比較,最終確定采用普通克里金法對8個氣象監測站的氣象數據進行插值,并將插值結果與以往研究進行對比[46- 48];③沙、粉粒、粘粒的含量、土壤深度等土壤數據,來源于西部數據中心《全國第二次土壤質地數據集》,空間分辨率為1km;④高程數字模型DEM,來源于西部數據中心《石羊河流域空間數據集(DEM)》,空間分辨率為1km。子集水區的劃分,以DEM為基礎數據,借助ArcGIS的ArcHydro 模塊,經過反復試驗確定當匯流累積量為800時,提取的河網數據與實際情況最為相符;⑤通過野外觀測、調查訪談,確定威脅因子等參數,以及社會、經濟因素對生態系統服務感知等方面的數據。最終將各個數據統一到Albers投影下,借助InVEST模型輸出空間分辨率為1km的3期石羊河流域生態系統服務評估結果。

3 結果與分析

3.1 生態系統服務空間格局及變化分析

圖2 2005—2015年石羊河流域生態系統服務空間格局及變化Fig.2 Spatial patterns of the five ecosystem services and change trend in Shiyang River Basin from 2005 to 2015 WC：水源涵養，Water Conservation；SC：土壤保持，Soil Conservation；N：氮保持，Nitrogen Retention；P：磷保持，Phosphorus Retention； CS： 碳儲存，Carbon Storage；BD：生物多樣性，Biodiversity

石羊河流域生態系統服務的空間格局呈現出差異性規律(圖2):水源涵養、土壤保持、碳儲存和生物多樣性服務水平由西南至東北逐漸遞減,且水質凈化、碳儲存服務高值區沿河流分布。具體來看,水源涵養、土壤保持、碳儲存和生物多樣性服務高值區位于流域上游,包括北灘、東灘局部區域,天祝毛藏等地,該結果與已有研究成果比較一致[19-20]。這主要因為流域南部為祁連山區,海拔高,降水豐富,年蒸發量小,且人煙稀少,大部分被原始森林覆蓋,生物多樣性非常豐富,服務水平較高。N、P保持高值區,即水質凈化高值區,分布較為零碎,民勤綠洲、昌寧、永昌的紅山窯、焦家莊等地,分布著大面積的灌區,如西大河水庫灌區、紅崖山水庫灌區,由于分布在河流周圍的植被對受農藥和化肥等污染的水體起到了很好的過濾和凈化作用,成為水質凈化水平較高區域。

2005—2015年流域各項服務水平增減不一(表1)。水源涵養增強區位于古浪北部和武威中東部等,區域面積占比為39.59%,而肅南北灘、永昌六壩和民勤局部地區的水源涵養服務水平在明顯減少,衰減面積比重為24.15%。土壤保持衰減區面積達30029km2,占流域的74.85%,這與林地的破壞和過度放牧有很大關系。相反,服務水平明顯提高的區域基本上覆蓋肅南西部,面積達到4773km2。N保持、P保持的空間變化分布格局較為一致,即水質凈化服務水平增強區,主要涵蓋民勤綠洲、金昌、永昌的南部、武威中部及西北部等地,這些區域同時也夾雜著服務水平衰減區,服務衰減面積和增加面積為31.39%、34.31%,即服務水平好轉區域大于服務水平衰退區域。碳儲存和生物多樣性服務,衰減區和增加區相間分布,其中碳儲存服務好轉的區域面積(5743km2)大于服務衰退的面積(5546km2),因此碳儲存服務功能水平整體趨于好轉(圖2)。

表1 2005—2015年石羊河流域各項生態系統服務總量統計表

3.2 子流域生態系統服務特征分析

研究區各子流域生態系統服務總量和均值呈現出區域差異性(圖3和圖4)。具體來看,水源涵養總量的高值區位于西營河流域(70.84×106m3)、古浪河流域(68.87×106m3)和石羊河流域下游(158.37×106m3),而石羊河流域下游水源涵養密度最低。金塔河流域和黃羊河流域水源涵養能力分別為19.29×103m3km-2a-1和14.09×103m3km-2a-1,構成水源涵養總量低值區。西營河流域、東大河流域為土壤保持總量在48.90×106t以上的高值區,大靖河流域土壤保持總量最低;雜木河流域、黃羊河流域服務能力較強。石羊河流域下游的N保持、P保持服務總量最大,但服務水平最低,均值僅為368.4 kg km2a-1、54.35 kg km2a-1;古浪河流域、西營河流域、大靖河流域的N、P保持水平最高,同時也構成服務總量在1652t、341t以上的高值區。碳儲存總量高值區包括古浪河流域、西營河流域、石羊河流域下游,尤以石羊河流域下游最大,值高達400.31×105t,但服務能力最小。石羊河流域下游的生物多樣性服務總量最高,但服務水平最低,其他流域的總量和均值較為相當。

圖3 2005—2015年石羊河各子流域生態系統服務總量及其變化Fig.3 Total five ecosystem services changes of each watershed in Shiyang River Basin from 2005 to 2015 XYR：西營河流域，Xiying River；DR：東大河流域，Dongda River；JR：金塔河流域，Jinta River；GR：古浪河流域，Gulang River；HR：黃羊河流域，Huangyang River；XR：西大河流域，Xida River；ZR：雜木河流域，Zamu River；DJR：大靖河流域，Dajing River；SR：石羊河流域下游，The lower reaches of the Shiyang River

從2005—2015年各子流域的總量和均值的變化情況來看,僅有東大河流域、西大河流域的水源涵養總量在減少,其他流域總量均有不同程度的增加,尤以石羊河流域下游、古浪河流域最為明顯,其他各流域增加量在3.72%—9.08%之間。東大河流域的土壤保持總量和均值有所增加之外,其他區域總量和均值均有不同程度的減少,尤以西營河流域最為明顯。大靖河流域、古浪河流域、黃羊河流域的N保持、P保持總量和均值在減少,其他流域總量和均值有所增加,以東大河流域最為明顯。東大河流域、金塔河流域、西大河流域、大靖河流域的碳儲存總量和均值有所減少,其他區域總量和均值在增加。各流域生物多樣性總量和均值呈上升趨勢,以西營河流域、石羊河流域下游最為明顯,增加幅度在8.11%、11.60%以上。總之,近十年來,水源涵養、水質凈化、碳儲存、生物多樣性服務整體上呈現增加趨勢,土壤保持服務有所減少,研究區水資源有限,未利用地所占比例較大,增加林地和草地的比例,對調節和支持服務能力的提高至關重要。

圖4 2005—2015年石羊河各子流域生態系統服務均值及其變化Fig.4 Average five ecosystem services changes of each watershed in Shiyang River Basin from 2005 to 2015

3.3 生態系統服務權衡與協同關系的空間格局

本文基于Python語言,對2005—2015 年研究區水源涵養、土壤保持、水質凈化、碳儲存、生物多樣性兩兩服務之間的相關系數進行計算,并對計算結果進行t檢驗,劃分為6個等級:協同**(r>0,0.010,0.050,0.1

水源涵養與土壤保持服務,權衡關系的像元占74.61%,表明兩者以權衡關系為主,但這種關系存在區域差異,東大河流域的協同關系較為顯著,流域北部及東北局部地區也存在著零碎的協同關系。一方面由于降雨量、冰川融水的增加,水源涵養整體有所增長;另一方面人口的增長和經濟需求的提高,導致人類活動強度變大,植被生長條件受到破壞,土壤侵蝕性增強,而保持量逐漸減少,致使兩者之間呈現此消彼長的權衡關系,這與潘竟虎等的研究結果一致[16]。由于水質凈化有所增加,區域涵蓋民勤綠洲、金昌、永昌南部、武威中部及西北部等地,此區域卻為水源涵養衰減區,導致水源涵養與水質凈化以空間權衡為主,像元占比高達61.74%,范圍上包括石羊河流域下游、大靖河流域、黃羊河流域、古浪河流域;協同區位于東大河流域。水源涵養與碳儲存、水源涵養與生物多樣性在整體上具有協同關系,像元個數占比在79.88%以上,這主要是因為地處西北干旱內流區,水是重中之重,對動植物的生長與發展提供了可能,范圍上基本覆蓋流域的中下游,特別是西營河流域表現出非常顯著的協同關系;流域的東南部零散的分布著權衡關系,這與潘竟虎等的研究結果也一致[16]。土壤保持與水質凈化以60.85%的像元個數占比,表現協同關系;流域中下游零散的分布著較為顯著的權衡關系。由于土壤保持處于下降態勢,碳儲存和生物多樣性處于增長態勢,故土壤保持與碳儲存、土壤保持與生物多樣性以權衡關系為主,像元占比在75.73%以上;流域的東南部零散的存在著協同關系。水質凈化與碳儲存、水質凈化與生物多樣性整體上以權衡關系為主,且不同顯著等級的權衡關系相間分布,這與水質凈化高值區主要位于中下游灌區,而碳儲存與生物多樣性高值區涵蓋流域上游局部地區有關;顯著協同區主要位于古浪河流域。由于碳儲存高值區,植被覆蓋度較高,也為動物的生存提供必不可少的條件,構成了生物多樣性的高值區,因此碳儲存與生物多樣性在整體上表現出協同關系,比例占流域的86.49%;權衡區沿河流分布。綜上所述,石羊河流域5種生態系統服務之間的權衡與協同關系呈現出明顯的區域異質性,表現類型的多樣性與多種服務之間的相互作用、人類活動引起的社會條件變化及溫度、降水、大氣成分等的氣候變化息息相關(圖5)。

圖5 2005—2015年石羊河流域生態系統服務權衡與協同關系的空間格局Fig.5 The spatial patterns of pairwise ecosystem services interactions in Shiyang River Basin from 2005 to 2015

3.4 子流域生態系統服務權衡與協同關系特征分析

利用GIS技術和方法,對各子流域生態系統服務之間關系的數量特征進行統計,據圖6可知,西營河流域、金塔河流域、古浪河流域、黃羊河流域和西大河流域,在水源涵養與生物多樣性、土壤保持與水質凈化、碳儲存與生物多樣性服務之間均以協同關系為主,占比高達60.03%以上,而在水源涵養與土壤保持、水源涵養與水質凈化、土壤保持與碳儲存、土壤保持與生物多樣性、水質凈化與生物多樣性服務之間以權衡關系為主導,像元占比為60.12%;東大河流域,在水源涵養與水質凈化 、土壤保持與水質凈化、碳儲存與生物多樣性服務之間表現出顯著的協同關系,在水源涵養與碳儲存、土壤保持與碳儲存、土壤保持與生物多樣性、水質凈化與生物多樣性中以權衡關系為主,占比為在52.88%以上,而在其他服務關系中權衡與協同像元個數占比基本相當;雜木河流域、大靖河流域和石羊河流域下游,在水源涵養與生物多樣性、土壤保持與水質凈化、碳儲存與生物多樣性服務之間以協同關系為主,像元占比高達66.85%以上,在水源涵養與土壤保持、土壤保持與碳儲存、土壤保持與生物多樣性、水質凈化與碳儲存、水質凈化與生物多樣性以55.01%的像元占比表現權衡關系。綜上可知,在不同的服務之間,各個流域的權衡與協同關系具有區域依賴特征,這主要與不同流域之間巨大的自然環境、社會、經濟差異密切相關。

圖6 2005—2015年石羊河子流域生態系統服務權衡與協同關系的分區統計Fig.6 The area proportion of pairwise ecosystem services interactions in each watershed from 2005 to 2015

4 討論

系統而又精準地測度生態系統服務是進行權衡研究及服務管理和保護的前提。通過對研究區生態系統服務的評估,合理的評估結果為摸清流域的生態系統服務狀況提供了基礎數據。但同時,在評估過程中,由于模型個別參數的取值主要參考相關文獻資料,引入了主觀誤差。且有研究表明:權衡和協同關系與區域土地利用的博弈關系緊密相關,土地利用變化會對生態系統服務的沖突和協同產生影響[16,49]。InVEST模型以土地利用/覆被為關鍵數據,忽略地理要素的區域特性,對同一地類賦予相同值造成模擬結果與實際情況產生偏差。因此,模型原理改進、參數驗證等方面有待進一步研究。

基于像元尺度,采用相關系數法對流域的生態系統服務權衡與協同作用進行空間分析,有效的解決了權衡關系的空間定量問題。但是對于權衡研究沒有涉及到時間尺度,有 學者認為生態系統服務之間的關系隨時間的變化表現出階段性和差異性[50- 53],除此之外,王鵬濤等[54]認為,進行區域長時間序列連續時間段服務相互關系的研究,可提高權衡結果的可靠性。因此,下一步應該考慮把握權衡關系的時間尺度效應,建立長時間序列連續時間段的服務權衡關系研究。

本文基于不同空間尺度(全流域、子流域),精準地測度了流域水源涵養、土壤保持、水質凈化、碳儲存和生物多樣性之間的權衡與協同關系,探析了權衡關系的尺度效應,這可能與自然要素的空間異質性以及不同利益方的需求差異息息相關。本文研究表明,水源涵養與土壤保持、水源涵養與水質凈化、水質凈化與碳儲存、水質凈化與生物多樣性、土壤保持與碳儲存、土壤保持與生物多樣性以權衡關系為主;水源涵養與碳儲存、水源涵養與生物多樣性、土壤保持與水質凈化、碳儲存與生物多樣性以協同關系為主。例如水源涵養與土壤保持服務,一方面由于降雨量、冰川融水的增加,水源涵養有所增長;另一方面由于人類活動強度增大,植被生長條件被受破壞,土壤侵蝕性增強,而保持量減少,致使兩者之間呈現此消彼長的權衡關系。與相關研究成果相比,本文的土壤保持與碳儲存的權衡關系與潘竟虎等[16]研究結果有所差異,尚需更多研究成果來驗證。除此之外,其他服務權衡關系研究[16,54]也得到此結果。總之,在當前我國推進生態文明建設和石羊河流域重點治理工作需求的背景下,服務評估及權衡結果可為決策者和利益相關者提供可行性政策方案和科學依據。

5 結論

本文利用2005、2010和2015年數據,分析了石羊河流域水源涵養、土壤保持、水質凈化、碳儲存和生物多樣性服務的時空變化特征,同時對5種服務之間的權衡與協同關系進行了空間定量測度,并探析了不同子流域的生態系統服務權衡與協同關系的空間差異,主要結論如下:

石羊河流域生態系統服務表現出空間分異性:水源涵養、土壤保持、碳儲存和生物多樣性呈現 “西南高-東北低”的空間格局,且水質凈化、碳儲存高值區沿河流分布。水源涵養、土壤保持、碳儲存和生物多樣性高值區包括西營河流域、東大河流域、古浪河流域。石羊河流域下游的民勤綠洲、昌寧、永昌的紅山窯、焦家莊等地,構成水質凈化服務高值區。

在2005—2015年,水源涵養、水質凈化、碳儲存、生物多樣性服務變化呈現出“整體增加-局部減少”的變化趨勢,而土壤保持除東大河流域有所增加之外,其他流域均有所減少。

在全流域尺度,水源涵養與土壤保持以權衡關系為主,空間格局具有“西南協同-中部權衡”的特征。水源涵養與水質凈化、水質凈化與碳儲存、水質凈化與生物多樣性以權衡關系為主導,協同區沿河流零散分布。土壤保持與碳儲存、土壤保持與生物多樣性呈現“整體權衡-局部協同”的分布態勢。水源涵養與碳儲存、水源涵養與生物多樣性、土壤保持與水質凈化、碳儲存與生物多樣性呈現“整體協同-局部權衡”的服務關系。在子流域尺度,多種服務之間的權衡與協同關系具有區域依賴特征,表現類型的多樣性與服務之間的作用機制,土地利用變化等人為因素及氣候等自然因素的動態變化密切相關。