近30年淀山湖地區生態系統服務價值對土地利用變化的響應

丁麗蓮,王 奇,陳 欣,唐建軍

浙江大學,生命科學學院生態研究所,杭州 310058

生態系統服務是指生態系統及其物種組成用以滿足和維持人類生存、生活的條件和過程[1]。地形條件、土地利用/土地覆被(Land Use/Land Cover, LULC)和氣候變化對生態系統服務功能的形成與分配具有重要作用[2],其中LULC的不恰當變化可能導致當地物種絕滅,自然棲息地和生態系統功能減少,從而影響生態系統服務的提供[3- 6],如碳儲存[7- 8]、水文調節[9]、授粉[10- 11]等。千年生態系統評估(Millennium Ecosystem Assessment, MA)指出全球生態系統服務正在退化,并強調了將生態系統服務價值(Ecosystem Service Value, ESV)分析納入決策制定的重要性[12]。量化生態系統服務和分析其價值變化是土地可持續利用的重要決策支持工具[13],它為全面評估替代土地利用方案之間的權衡提供了有用的工具[14- 15]。

生態系統服務的估價方法主要包括顯示偏好法(如市場價值法和旅行費用法)、陳述偏好法(如條件價值法和選擇實驗法)、基于成本估算(如可避免成本法和替代成本法)和效益轉移法[16]。其中,效益轉移法(Benefit Transfer Method, BTM)是一種二次評估方法,它將已有的環境評價結果轉移到具有相似人口、經濟和生態特征的其他地區[17]。隨著近年來國外一些學者對效益轉換法的不斷探索,BTM能夠在大尺度研究中實現更為準確的價值估算結果,成為生態系統服務價值估算中較為前沿的領域。Costanza等通過使用BTM推斷了由16個主要生物群落提供的17種生態系統服務的全球經濟價值,并基于全球300多個案例再次更新了估價[18- 19]。我國學者謝高地等[20]在Costanza得出當量因子的基礎上,根據中國生態系統和社會經濟發展狀況進一步修正。國內外已有研究基于BTM方法,通過制圖及時空演變分析,進行了區域生態系統服務價值估算并研究其對土地利用變化的響應。當前研究中,土地利用面積、方式和空間分布格局變化均成為生態系統服務價值變化的影響因子[21],Estoque等[22]、李哲等[23]指出具有較高價值系數的LULC面積減少往往是導致區域ESV減少的主要原因。劉海等[24]、魏慧等[25]指出城市化進程中生態系統服務價值損失的主要原因是森林、水體和濕地面積的大量減少。陳陽等[26]認為農業生產中LULC變化會造成區域單項ESV之間的沖突,如濕地向耕地轉移,加強了生態系統的產品供給服務價值,但弱化了其在廢物處理和氣候調節方面的調節服務價值。王航等[27]研究表明,ESV與景觀豐度和地類聚集度均存在顯著正相關。然而,大多研究僅將LULC作為ESV變化的自變量,由于自然與社會經濟等諸多因素均對ESV產生影響,并且驅動因素之間可能存在錯綜復雜的聯系[25],因此結合自然和社會經濟等驅動因素研究ESV對于LULC響應及其演變規律具有重要的科學意義。另外,少有研究從長時間序列和轉換空間尺度對區域ESV變化作進一步分析,難以明確LULC、氣候因素和社會經濟因素對于ESV變化的作用機制。

淀山湖地區是上海重要水源地,由蘇州和上海同時分管。國家發展改革委在《長江三角洲城市群發展規劃》中指出跨界水體聯保行動的重要性[28],并將淀山湖放在名錄首位。明晰淀山湖地區生態系統服務價值對于LULC響應及其驅動力,對于深化跨區域生態環境聯防聯治具有指導性作用。改革開放以來大力發展的30年,由于不同階段的發展戰略和存在問題不同,本文將其分為3個階段進行生態系統服務價值分析。因此,本研究以淀山湖地區為研究對象,對該區域1984—2014年的生態系統服務價值進行評估,試圖揭示過去30年間淀山湖地區生態系統服務價值的時空變化特征及LULC變化對生態系統服務價值的影響,探討人類活動和自然因素對研究區生態系統服務價值的影響,為淀山湖地區中長期規劃提供理論依據,對淀山湖地區土地利用結構優化、跨界水體聯保具有理論和實踐意義。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

淀山湖地區(30°56′—31°20′N,120°43′—121°10′E)包括上海市青浦區的朱家角鎮、金澤鎮,以及蘇州市昆山市的錦溪鎮、淀山湖鎮、周莊鎮、汾湖鎮和張浦鎮共7鎮,總面積901 km2[29]。淀山湖地區地處亞熱帶季風氣候區,四季分明,氣候溫和,年均氣溫15.5℃；雨量充沛,年均降水量1037.7 mm[30]。淀山湖地區屬于太湖流域,地處黃浦江主要取水口的上游,是上海重要的水源保護地和生態保護區,也是長三角最具水鄉特色的區域之一。其中主要湖泊淀山湖是太湖平原地區的一個吞吐性淺水湖泊,水域面積62 km2,平均水深約2.1 m,最大水深3.6 m。

2 材料與方法

2.1 數據來源與處理

淀山湖地區1984年、1993年、2006年Landsat TM遙感影像和2014年Landsat 80LI遙感影像(數據來源于http://earthexplorer.usgs.gov/),軌道號為138/38、138/39、139/38和139/39。江蘇省、上海市鄉鎮行政區劃矢量圖來自地理國情監測云平臺(http://www.dsac.cn/)；使用《昆山鄉鎮1949—2015年鑒》(http://www.hssjzx.com/)以及《青浦區1985—2015年鑒》(http://qpsz.shqp.gov.cn/)計算研究區糧食作物單位面積產值。在可視化圖像環境(The Environment for Visualizing Images,ENVI)支持下,對遙感影像數據進行預處理,根據野外調查及統計年鑒,建立影像中地物的判讀標志,將淀山湖地區土地利用類型分為耕地、水體、草地、林地、建筑用地和未利用地共6類。基于混淆矩陣方法進行解譯精度評價,4期遙感影像解譯精度均達到90%以上。

2.2 分析方法

2.2.1土地利用變化動態指標

(1)單一土地利用動態度 單一土地利用動態度是刻畫不同土地利用類型在一定時間段內的變化速度和幅度的指標[31],反映人類活動對單一土地利用類型的影響。其公式為:

(1)

式中,Ki為t1到t2時段內i類土地利用類型動態度；Sit1、Sit2分別表示t1、t2時間i類土地利用類型面積。

(2)綜合土地利用動態度 土地利用綜合動態度是刻畫土地利用類型變化速度區域差異的指標,反映人類活動對流域土地利用類型變化的綜合影響[32]。其公式為：

(2)

式中,S為與t時段對應的研究區土地利用綜合動態度,ΔSij為監測開始至監測結束時段內第i類土地利用類型轉換為其他類土地利用類型面積總和,Si為監測開始時間第i類土地利用類型總面積；t為土地利用變化時間段。

2.2.2生態系統服務價值計算

謝高地等[33- 34]在Costanza[18]的評價模型基礎上,依據中國的實際情況,得出了中國生態系統單位面積生態服務價值當量表。該表定義1 hm2全國平均產量的農田每年自然糧食產量的經濟價值為1。在淀山湖區域各糧食作物單產、播種面積、各糧食作物全國平均價格的基礎上(2000年不變價),根據公式計算：

(3)

式中,Ea為1 hm2農田每年糧食作物的經濟價值(元/hm2)；i為作物種類,淀山湖地區的主要作物有水稻、小麥、玉米和大豆；pi為i種糧食作物全國平均價格(元/t)；qi為i種糧食作物單產(t/hm2)；mi為i種糧食作物面積(hm2)；M為n種糧食作物總面積(hm2)；1/7是指單位面積生態服務價值為研究區當年主要糧食作物單位面積產值的1/7。

淀山湖地區生態系統服務價值計算公式為：

ESV=∑AkΔVCk

(4)

ESVf=∑AkΔVCfk

(5)

式中,ESV為生態系統服務價值；Ak為研究區第k類土地利用類型的分布面積(hm2)；VCk為生態系統價值系數(元 hm-2a-1)；ESVf為第f項生態系統服務功能價值；VCfk是土地利用類型k的第f項服務功能價值系數(元 hm-2a-1)。

本文通過統計1984—2014年淀山湖地區水稻、小麥、玉米及大豆的價格(2000年不變價)、單產、播種面積等數據(表1),得到淀山湖地區一個生態系統服務價值當量因子為1635.28元/hm2,由此得到生態系統服務價值系數(表2)。

表1 淀山湖地區1984年、1993年、2006年和2014年主要農作物單產、作物價格和播種面積

表2 淀山湖區域土地利用類型的生態系統服務價值系數

2.2.3敏感性分析

利用敏感性指數(Coefficient of Sensitivity,CS)[35]來確定不同土地利用生態系統服務價值隨著時間變化對價值系數的依賴程度。如果CS>1,則預估ESV對變異系數(Valuation Coefficient,VC)即生態系統服務價值系數具有彈性,VC變動1%會引起CS大于1%的變動,則其準確度差、可信度低；如果CS<1,則說明ESV對VC是缺乏彈性的,結果是可信的。敏感性指數計算公式如下：

(6)

式中：ESV、VC、k的含義同前,i和j代表初始價值和生態價值系數調整以后的價值。

3 結果分析

3.1 淀山湖地區土地利用變化分析

根據淀山湖地區土地利用類型分布圖(圖1),研究區耕地所占面積最大,為主要土地利用類型,其次是水體和建筑用地,林地、草地和未利用地所占比例較小。根據1984—2014年淀山湖地區土地利用變更數據,計算得到各土地利用類型結構(圖2)和土地利用動態度(表3)。

圖1 淀山湖地區1984、1993、2006、2014土地利用類型Fig.1 Land-use types of Dianshan Lake area in 1984, 1993, 2006 and 2014

圖2 1984—2014年淀山湖地區土地利用結構 Fig.2 Land-use component in Dianshan Lake area during 1984—2014

研究區水體面積在1984—1993和1993—2006年間減少,轉換為耕地和建筑用地,但在2006—2014水體面積有所增加。耕地面積先增加后減少,前期(1984—1993年)增加了6.97%,后期(1993—2006、2006—2014年)分別減少了13.34%及14.51%。由于生態環境治理的改善以及耕作技術的提高[34],耕地逐漸向林地、草地轉移。林地面積自1993年開始呈現增加的趨勢,1993—2006年間,單一土地利用動態度達到38.93%。草地面積占比不斷提高,在4個時期分別為0.26%,0.59%,0.86%和1.89%。隨著城市化進程加快,建筑用地快速擴張,占比從8.99%增加到26.85%。1984—1993年綜合土地利用動態度為2.31%,淀山湖地區用地空間整體變化不大；1993—2006年和2006—2014年,綜合土地利用動態度高達48.12%和28.87%。

表3 1984—2014年間淀山湖地區土地利用動態度/%

3.2 淀山湖地區生態系統服務價值分析

3.2.1各土地利用類型生態系統服務價值變化總體特征

由表4可知,淀山湖地區ESV在30年間減少1.81億元。1984年、1993年、2006年和2014年分別為26.76億元,22.94億元,20.79億元和24.95億元,呈現先減少后增加的趨勢。從各地類ESV占比來看,水體ESV所占比例最高,其次為耕地。1984年,耕地ESV為6.58億元,占總價值的24.58%；1993—2006年耕地和水體ESV銳減,與此同時,林地和草地ESV增加,尤其是林地,動態度高達38.90%；2006—2014年林地、草地ESV進一步增加,水體ESV出現V型增長,但相比于1984年生態系統服務價值,仍減少11.30%；未利用地ESV在1984—2014年減少0.04億元,動態度為-0.11%。

分析發現,淀山湖地區ESV分為“減少”和“增加”兩個階段：“減少”與單位面積ESV較高的水體大量減少有關,由于人口增長帶來的城市土地擴張[36],前期(1984—2006年)水體向建筑用地轉移,水體ESV減少6.97億元；“增加”是由于后期(2006—2014年)政策和生態工程的實施,淀山湖地區生態系統功能開始逐漸恢復,由于林地與水體在氣候調節、氣體調節、水文調節和廢物處理等調節服務中發揮重要作用,林地和水體面積擴大使其ESV激增。特別地,由于《黃浦江上游水源保護條例實施細則》[37]等環保政策的實施,淀山湖東南沿岸、攔路港沿岸種植了大量水源涵養林,林地ESV在1993—2006年間增幅迅速,盡管如此,由于期間耕地面積和水體面積的銳減,研究區總ESV仍呈現下降趨勢。

表4 1984—2014年淀山湖地區各地類生態系統服務價值變化

3.2.2生態系統單項服務價值變化特征

由公式(5)計算得出各單項生態系統服務價值(表5)。淀山湖地區提供的水文調節服務功能最大,其次為廢物處理功能,水體成為價值提供主體。1984—2014年間,除原材料生產和氣體調節的生態系統服務價值增加,食物生產、廢物處理、水文調節、保持土壤、提供美學景觀和維持生物多樣性的生態系統服務價值均減少,氣候調節的生態系統服務價值基本保持不變。隨著農業用地的銳減,其提供的食物生產功能也隨之降低,1984—2014年間生態系統服務價值減少了2.41億元；林地面積的快速增加,導致其提供的原材料生產和氣體調節服務價值在1984—2014年間分別增加22.03%和18.37%,林地生態系統服務價值增加了2.50億元。

表5 1984—2014年淀山湖地區生態系統服務價值組成構變化

3.2.3生態系統服務價值的空間分布

1984—2014年間,淀山湖地區各鎮生態系統服務價值均呈現先減小后增加的趨勢 (圖3)。由于地處湖區且平原河網密集,汾湖鎮和朱家角鎮生態系統服務價值顯著高于其他地區,但汾湖鎮對于研究區總ESV增加沒有貢獻,其ESV在30年間減少了5.62%。1984—2014年,朱家角鎮和錦溪鎮的ESV呈現凈增長(1.06%和25.76%),其余幾鎮的ESV呈負增長,其中張浦鎮的ESV減少幅度最大(-38.43%)。前期(1984—1993年),僅錦溪鎮的ESV增加；后期(1993—2014年),由于退耕還林還草政策、黃浦江上游水源保護條例的實施,除周莊鎮外,其余6鎮的ESV均有增加,其中對總ESV增加貢獻最大的分別是張浦鎮、金澤鎮和朱家角鎮。

圖3 淀山湖地區1984—2014各鎮生態系統服務價值組成構空間分布Fig.3 The spatial distribution of ESV changes in each towns in Dianshan Lake area during 1984—2014

將空間尺度擴展到省市級管轄區域(圖4),1984—2014年間,江蘇省境內總地均ESV減少3076.4元/hm2,單項地均生態系統服務價值均減少,其中,廢物處理地均ESV下降幅度最大(-876.61元/hm2),水文調節、食物生產和土壤保持地均ESV下降幅度次之。上海市境內,總地均ESV增加216.91元/hm2,單項地均ESV升高的有氣體調節、氣候調節和原材料生產3項服務,分別增長638.80、453.49元/hm2和400.52元/hm2,廢物處理和水文調節兩項地均ESV分別減少1110.31元/hm2和705.12元/hm2。在單項地均ESV減少的區域內,除了水文調節和廢物處理兩項生態系統服務,江蘇省境內的地均ESV下降幅度均大于上海市境內的地均ESV。

通過對比ESV在各鄉鎮空間分布和省市級區域分布情況,上海市金澤鎮和朱家角鎮在1993—2014年間總ESV的增加得益于原材料生產、氣體調節、氣候調節、保持土壤和維持生物多樣性ESV的增加,這5項服務也是林地在9個單項生態系統服務中價值系數較高的；相比于金澤鎮和朱家角鎮,江蘇省境內的5鎮在這5項服務的地均ESV均減少。因此,近30年淀山湖地區林地面積增加并沒有對江蘇省境內的ESV有更多貢獻,而上海市通過構建水源涵養林、退耕還林等措施對于黃浦江上游的保護更到位。

圖4 淀山湖地區所在省市級行政區(江蘇、上海)地均ESV變化分布圖Fig.4 The spatial distribution of ESV changes per unit area in Jiangsu and Shanghai region of Dianshan Lake area

3.3 敏感性分析

根據敏感系指數的計算公式,將各地類VC分別上下調整50%,計算出淀山湖地區1984、1993、2006和2014年的敏感性指數CS(表6)。結果表明,4個時期不同土地利用類型的CS均小于1,最高值為水體的CS值0.7108,及當水體的VC增加1%,總價值增加0.7108%；最低值為未利用地的CS值0.0009。1984—2014年間,草地CS逐步增加,這與草地面積一直增加有關。自1993年起,由于林地面積的增加,林地CS呈現增長趨勢,而由于耕地面積銳減,耕地CS也隨之下降。水體面積自2006年開始增加,其敏感度也隨之增加。相對于水體和林地,耕地ESV系數較低,但是耕地CS均大于林地,這是由于耕地面積始終大于林地面積。CS敏感性分析表明,相對于VC而言,研究區生態系統服務價值是缺乏彈性的,即使VC具有一定的不確定性,研究區域ESV計算結果也是穩定的,研究結果是可信的。

表6 不同土地利用類型生態系統服務價值敏感度

4 討論與建議

圖5 1984—2014年淀山湖地區所在省市級行政區(江蘇、上海)土地利用結構Fig.5 Land-use component in Jiangsu and Shanghai region of Dianshan Lake area during 1984—2014

圖6 2014年淀山湖地區所在省市級行政區(江蘇、上海)各單項地均ESV結構分布圖Fig.6 Structure of components of ESV per unit area in Jiangsu and Shanghai region of Dianshan Lake area in 2014

淀山湖地區以耕地和水體這兩個土地利用類型為主體。由于對生態環境治理的重視度加強以及耕作技術的提高[38],耕地逐漸向林地、草地轉移。耕地主要提供食物生產、廢物處理、氣候調節、保持土壤和維持生物多樣性等生態系統服務,雖然耕作技術的提高使糧食增產,但耕地的大幅縮減使得廢物處理和保持土壤生態系統服務價值銳減,因而凈生態系統服務價值為負,30年間減少了2.41億元。這表明決策者在繼續履行退耕還林還草、退耕還湖的同時,還要盡量減少建筑用地對農業用地的侵占。在進行土地利用結構規劃中,不僅需要重視生態用地的增加與保護,也要注重耕作技術改良和農業種植結構調整,變革低產田、再造優質田,以期提高整個地區廢物處理、土壤保持和生物多樣性保持等服務。本研究證實,盡管建筑用地面積增長因城市擴張并未停滯[39],但通過權衡不同土地利用方式,增加有較高生態系統服務價值系數的林地面積,就能提高原材料生產、氣體調節、氣候調節、保持土壤和維持生物多樣性服務功能,進而提升總體生態系統服務價值。Li[40]也在研究保護和人類發展政策對利益相關者的影響時指出,生態工程可能在短期內有高昂的初始成本,但從長遠利益來看,無論是當地政府還是人與環境,都能獲得凈收益。政府在探索生態系統服務空間配置的同時,還應重視多種生態系統服務、生物多樣性保護以及給予土地擁有者市場回報之間的權衡[41]。

通過轉換空間尺度,本研究還發現淀山湖地區跨省生態系統服務價值變化的不平衡。進一步分析1984—2014年淀山湖地區所在江蘇省和上海市土地利用結構動態變化(圖5)得出,1984—2014年,兩地建筑用地擴張趨勢截然不同,江蘇省境內淀山湖地區的建筑用地增加幅度顯著高于上海境內；同時段上海境內的林地比例均高于江蘇省境內,且兩者差值有增大趨勢；對比2014年兩者單項生態系統服務價值(圖6),除廢物處理外,研究區上海境內單項ESV均高于江蘇省境內,這與高達15.97%的林地面積密不可分。因此,政府部門亟需加強環淀山湖地區省際合作,通過增加環湖涵養水林、城市綠地建設,提高建設用地集約利用水平,嚴格控制建設用地隨意擴張,來改善跨省生態系統服務價值不平衡的現狀。

進一步,本研究從自然和社會經濟因素兩方面討論了影響研究區生態系統服務價值的驅動因素。自然因素包括氣候、地理環境等因子,氣候因子通過影響生態系統功能而改變生態系統服務[42],地理環境如地形因子通過不同生態用地的地形梯度效應決定不同生態系統服務的提供[43]。由于淀山湖地區地處太湖平原,地形平坦,因此本文主要探究氣候因子對于生態系統服務價值的影響。通過獲取國家氣象科學數據,在Arcgis中進行克里金空間插值,得到淀山湖地區1984—2014年均溫和年降水量,并將兩者間的相關性進行回歸分析(圖7)。結果表明,年均溫呈顯著增長趨勢(r=0.86,R2=0.65),年降水量呈減少趨勢(r=-0.27,R2=0.04),氣候呈現的暖干化發展趨勢可能導致水體面積萎縮[44]。由于水體在水文調節和廢物處理等調節服務中起重要作用,具有極高的生態系統服務價值系數,因此在1984—2006年間,以水體為主要土地利用類型的研究區生態系統服務價值隨著水體面積減少而下降。

圖7 淀山湖地區年均氣溫變化和年降水量變化Fig.7 The curves of mean annual temperature and annual precipitation in Dianshan Lake area

以研究區各鎮不同年份的人口、經濟等因素為基礎,對數據進行標準化處理[45],采用Pearson相關系數計算生態系統服務價值和社會經濟因素之間的相關性(表7)。結果表明,淀山湖地區生態系統服務價值與人口密度呈極顯著負相關,說明人口激增會導致ESV下降。這主要是由于人口的大量增加使建筑用地需求增加,促使其他土地利用類型向建筑用地轉移,特別是ESV系數較高的水體、林地、草地和耕地；另外,人口激增使食品和原材料的需求增加,并增加廢棄污染物的排放,最終導致ESV的降低。結果還表明,淀山湖地區生態系統服務價值與生產總值(GDP)呈顯著正相關,說明在如退耕還林還草、黃浦江上游水源地保護等環保政策開展的前提下,經濟發展和生態系統服務提升可以并行。

表7 淀山湖地區社會經濟指標與區域生態系統服務價值相關性分析

驅動力分析表明,生態系統服務價值和宏觀經濟運行水平可以協同提升。淀山湖地區作為黃浦江上游重要水源保護地,水體保護關系到下游千萬人口的飲用水安全。該地區隨著人口的增長,多項供給、調節服務需求會持續增加。因此提高林地覆蓋、保護耕地與水域面積對于淀山湖地區的中長期發展是十分重要的。林地作為水體潛在污染物的“匯”,其重要性不可忽視。因此對于林地為主的生態系統服務類型區,要推進公益林建設,重點加強綠化和農田林網建設,加強對天然林資源的保護；對于耕地為主的生態系統服務類型區,要推廣種植綠肥輪休耕作制度,鼓勵使用有機肥；對于水體為主的生態系統服務類型區,要提高污水收集、處理能力,嚴格限制氮、磷排放企業進入本區域,建立水質實時監測網絡預防富營養化。此外,要加強省際合作,深化跨區域聯防聯治,實現生態環境持續優化、基礎設施全面改善,使淀山湖地區逐步進入保護與發展相互促進的可持續發展軌道。

5 結論

本文結合研究區實際情況,校正生態系統服務價值當量因子,從時間和空間兩個尺度估算淀山湖地區生態系統服務價值,探討了研究區生態服務價值對土地利用變化的響應變化與驅動因子,主要結論如下：

(1)1984—2014年,淀山湖地區土地利用/覆被變化明顯。淀山湖地區林地面積和建筑用地面總體呈增加趨勢,而耕地面積和水體面積呈下降趨勢。ESV結果顯示,1984—2014期間水體ESV減少了2.15億元,耕地的ESV減少了2.41億元,林地的ESV增加了2.50億元。各土地利用類型ESV敏感性指數均小于1,說明研究區生態系統服務價值是缺乏彈性的。

(2)在鄉鎮尺度,淀山湖地區各鎮生態系統服務價值均呈現先減小后增加的趨勢,僅朱家角鎮和錦溪鎮生態系統服務價值呈現凈增長；在省市級尺度,江蘇省境內的總土地單位面積ESV減少,而上海市境內的總土地單位面積ESV增加,跨區域聯防聯治需要進一步深化。

(3)驅動因素表明,自然因素和社會經濟因素均對生態系統服務價值產生影響,人口密度、區域總產值與生態系統服務價值存在顯著相關性。保護與發展相互促進下,生態系統服務價值和宏觀經濟運行可以協同提升。