風蝕水蝕交錯區(qū)生態(tài)經(jīng)濟耦合效應

于坤霞, 蔣凱鑫, 孫 倩, 李 鵬, 李占斌,3, 張 翔

(1.西安理工大學 省部共建西北旱區(qū)生態(tài)水利國家重點實驗室, 西安710048; 2.西安理工大學旱區(qū)生態(tài)水文與災害防治國家林業(yè)局重點實驗室, 西安 710048; 3.中國科學院 水利部 水土保持研究所黃土高原土壤侵蝕與旱地農(nóng)業(yè)國家重點實驗室, 陜西 楊凌 712100; 4.浐灞生態(tài)區(qū)管委會博士后工作站, 西安 710024)

社會經(jīng)濟發(fā)展的無限性和生態(tài)環(huán)境的有限性是客觀存在的矛盾。隨著社會經(jīng)濟的發(fā)展，生態(tài)方面的問題越來越突出，因此建立社會經(jīng)濟和生態(tài)環(huán)境之間有效的協(xié)調(diào)機制，是實現(xiàn)區(qū)域經(jīng)濟和生態(tài)環(huán)境良好耦合、經(jīng)濟可持續(xù)發(fā)展的基礎[1]。

在國內(nèi)最先對生態(tài)經(jīng)濟系統(tǒng)耦合進行研究的是任繼周先生，在20世紀80年代末提出草地和農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)的耦合問題，在20世紀90年代對系統(tǒng)耦合的生態(tài)與經(jīng)濟意義進行了進一步的系統(tǒng)研究[2]。吳長文和陳法揚論述了由于水土流失在我國造成的生態(tài)環(huán)境危害和對經(jīng)濟發(fā)展的限制,提出應以生態(tài)經(jīng)濟系統(tǒng)調(diào)控理論為基礎進行系統(tǒng)性的研究[3]。徐勇提出了生態(tài)經(jīng)濟系統(tǒng)耦合理論和耦合機制，構建在系統(tǒng)耦合理論的基礎上，以提高生態(tài)經(jīng)濟系統(tǒng)耦合的質(zhì)量和運行的效率，從而實現(xiàn)了生態(tài)經(jīng)濟系統(tǒng)的可持續(xù)發(fā)展目標[4]。Grasso等構建了紅樹林與漁業(yè)生產(chǎn)之間的生態(tài)經(jīng)濟模型，主要采用的方法是動態(tài)優(yōu)化模型以及模擬模型研究[5]。Dong等通過對數(shù)據(jù)耦合進行分析，建立了林業(yè)方面產(chǎn)業(yè)經(jīng)濟效益的評價指標體系，對森林生態(tài)學與林業(yè)產(chǎn)業(yè)這一關系進行了定量分析[6]。徐勇等以位于黃土丘陵區(qū)腹地的延安燕溝流域為例，基于坡改梯內(nèi)生和外延效應的學術思路，定量評價分析了燕溝流域坡改梯的生態(tài)經(jīng)濟耦合效應[7]。

目前關于生態(tài)經(jīng)濟耦合關系的研究也多集中在流域尺度，對風蝕水蝕交錯區(qū)退耕還林還草、坡改梯和淤地壩建設等綜合土地利用變化的生態(tài)經(jīng)濟耦合效應研究較少。

府谷縣處于風水復合動力侵蝕區(qū)，因風水復合區(qū)水土流失的特殊性和棘手性，生態(tài)環(huán)境特別脆弱，侵蝕的動因復雜，侵蝕量大，故該縣積極響應退耕還林、坡改梯和淤地壩建設等政策舉措。隨著這些政策舉措的實施，府谷縣生態(tài)環(huán)境得到改善，且生態(tài)資源配置結構發(fā)生重要變化，但生態(tài)環(huán)境在恢復過程中面臨著經(jīng)濟和糧食安全問題?；诖?，從內(nèi)生和外延兩個方面定量對比分析退耕還林還草、坡改梯和淤地壩建設的生態(tài)經(jīng)濟耦合效應，建立生態(tài)與經(jīng)濟的良性耦合機制，為實現(xiàn)黃土高原生態(tài)經(jīng)濟協(xié)調(diào)與可持續(xù)發(fā)展提供一些科學依據(jù)[1,8]。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

府谷縣位于陜西省最北邊，處于北緯38°42′—39°35′和東經(jīng)110°22′—111°14′，府谷縣總面積為3 229 km2。2013年末府谷縣總?cè)丝诩s為26.05萬人，工業(yè)總產(chǎn)值693億元。冬春季節(jié)，氣候干燥且風沙較大，易發(fā)生風力侵蝕；夏秋季節(jié)，降水集中，易發(fā)生暴雨，且常伴有泥石流等自然災害發(fā)生，以水力侵蝕為主。年均降水量為453.5 mm，年均氣溫為9.1℃[9]。

府谷縣地處黃河中游，是全國138個水土流失重點縣之一。全縣水土流失面積3 200 km2，占總面積的99%，年均土壤侵蝕模數(shù)為2.47萬t/km2，相當于每年表土層被剝蝕20 mm左右。年輸沙量高達7 905萬t，屬強度水土流失區(qū)。

1.2 數(shù)據(jù)來源

文中涉及的種植作物及土壤侵蝕基本數(shù)據(jù)主要包括作物產(chǎn)量、土壤特性、土地類型、土壤侵蝕模數(shù)，其中作物和土地類型的數(shù)據(jù)來自于水土保持統(tǒng)計年鑒，土壤侵蝕模數(shù)根據(jù)RUSLE模型估算，農(nóng)產(chǎn)品價格以2013年當?shù)卣{(diào)查值為準。土地利用結構和景觀指數(shù)分析依據(jù)2000年和2013年土地利用圖。

1.3 研究方法

內(nèi)生外延效應從內(nèi)生和外延兩個方面定量對比分析陜北風蝕水蝕交錯區(qū)生態(tài)經(jīng)濟耦合效應，內(nèi)生效應的定義是指通過內(nèi)部生境的組合或調(diào)整而使得系統(tǒng)內(nèi)部得到增益或損耗的一種現(xiàn)象。外延效應的定義是指通過內(nèi)部生境的組合或調(diào)整，在保證系統(tǒng)內(nèi)部維持穩(wěn)定的情況下，還使得和之相關的系統(tǒng)得到增益或損耗的一種現(xiàn)象。內(nèi)生效應主要通過生態(tài)經(jīng)濟耦合指數(shù)反映，外延效應主要通過土地利用結構的變化、林草覆蓋率的變化以及景觀格局指數(shù)的變化來進行分析。

對于本研究構建的生態(tài)經(jīng)濟耦合數(shù)學模型則是用生態(tài)經(jīng)濟耦合指數(shù)來表示的。在此把土壤侵蝕量與經(jīng)濟產(chǎn)出的比值稱為生態(tài)經(jīng)濟耦合指數(shù)(Ecological Economy Coupling Index)[7]。換而言之，生態(tài)經(jīng)濟耦合指數(shù)是指單位經(jīng)濟產(chǎn)出耕地所要付出的土壤侵蝕代價。根據(jù)一些學者的建議，也可將生態(tài)經(jīng)濟耦合指數(shù)定義為每一單位的土壤侵蝕量所能帶來的經(jīng)濟產(chǎn)出。實際上二者的表述是一樣的，區(qū)別在于二者的值互為倒數(shù)。用EECI表示生態(tài)經(jīng)濟耦合指數(shù)；用Q表示土壤侵蝕量；E表示經(jīng)濟產(chǎn)出，對于同種質(zhì)地的耕地，生態(tài)經(jīng)濟耦合指數(shù)采用以下表達式表示：

EECI=Q/E

(1)

對于不同質(zhì)地耕地生態(tài)經(jīng)濟耦合指數(shù)的數(shù)學表達式如下所示：

No significant differences between serum level of TGF-β1, s-Fr, HA or MCP-1 depending on etiology, age,gender, endocrine insufficiency or Cambridge score in CP patients were found.

(2)

(3)

式中：Q為土壤侵蝕總量；E為經(jīng)濟產(chǎn)出總量；Ai為第i個地塊的面積；Mi為第i個地塊的土壤侵蝕模數(shù)；Pi為第i個地塊的單位面積經(jīng)濟產(chǎn)出；i為同質(zhì)性地塊單元，i∈{1，2，…，n}；n為同質(zhì)性地塊單元總數(shù)。

為了分析不同質(zhì)地耕地對于生態(tài)經(jīng)濟耦合指數(shù)的敏感性，引入敏感性指數(shù)(The coefficient of sensitivity,CS)這一指標來描述某質(zhì)地耕地單位EECI變動引起的總EECI變動。

(4)

式中：CSi為敏感性指數(shù)；EECIa為初始生態(tài)經(jīng)濟耦合指數(shù)；EECIb為調(diào)整后生態(tài)經(jīng)濟耦合指數(shù)；EECIia為研究區(qū)第i種用地類型的初始生態(tài)經(jīng)濟耦合指數(shù)；EECIib為研究區(qū)第i種用地類型調(diào)整后的生態(tài)經(jīng)濟耦合指數(shù)。

分析外延效應時，為了定量表達一定時間范圍內(nèi)某種土地利用類型的數(shù)量變化情況，采用土地利用類型動態(tài)度[9]這一指標來描述土地使用頻率的變動。公式具體如下所示：

(5)

式中：K表示研究時段內(nèi)土地利用類型的變化率(%)；Ua，Ub表示研究初期和研究末期某土地利用類型的數(shù)量(km2)；T表示研究時段長度。

2 結果與分析

2.1 土地利用變化的內(nèi)生效應分析

府谷縣水澆地、壩地、坡耕地主要種植作物是玉米，梯田主要種植作物為蘋果。府谷縣坡耕地的土壤侵蝕量最大，用生態(tài)經(jīng)濟耦合指數(shù)對這4類地形進行生態(tài)經(jīng)濟耦合評價。具體計算結果見表1。

表1 府谷縣生態(tài)經(jīng)濟耦合指數(shù)的計算

生態(tài)經(jīng)濟耦合指數(shù)敏感性分析見表2，由表2可知生態(tài)經(jīng)濟耦合指數(shù)對各土地類型的敏感性指數(shù)依次為梯田>坡耕地>壩地>水澆地。梯田和坡耕地敏感性指數(shù)顯著高于壩地和水澆地，表明梯田和坡耕地的變化對生態(tài)經(jīng)濟耦合指數(shù)的影響大于壩地和水澆地的影響，因此建議在今后發(fā)展過程中應加大坡耕地向梯田的轉(zhuǎn)換，來實現(xiàn)府谷縣生態(tài)和經(jīng)濟更好的耦合。

表2 生態(tài)經(jīng)濟耦合指數(shù)敏感性分析

2.2 土地利用變化的外延效應分析

府谷縣的外延效應主要從土地利用結構變化和景觀指數(shù)的變化等方面進行反映。

2.2.1 土地利用結構變化 府谷縣的外延效應主要表現(xiàn)在土地利用結構的變化、林草植被覆蓋率提高等方面。府谷縣2000年以及2013年的土地利用圖如圖1所示。

2000—2013年府谷縣各種土地利用類型面積的變化見表3。土地利用格局變化顯著，耕地面積、草地和水域面積減少，其中耕地以年均0.66%的速度減少了94.81 km2；林地、建設用地和未利用地呈增長態(tài)勢；其中林地用地面積增加最多，共增加了55.99 km2，年均增長5.60%。

圖1 2000年、2013年土地利用圖

土地利用轉(zhuǎn)移矩陣見表4。耕地和草地存在相互轉(zhuǎn)化的關系，但耕地向草地轉(zhuǎn)化面積較大，耕地和草地的相互轉(zhuǎn)化使耕地的面積減少了52.18 km2。 林地增加的面積主要來自于耕地和草地，增加的面積分別為22.25 km2，41.30 km2。這主要與1999年提倡的退耕還林還草的政策有關，隨著經(jīng)濟水平的發(fā)展，人們的生態(tài)環(huán)境意識增強，實現(xiàn)了真正意義上的退耕還林還草。

2.2.2 景觀指數(shù)分析 景觀指數(shù)的選取包括類型水平和景觀水平上的指數(shù)[10-12]，本研究選取的類型水平指數(shù)有斑塊所占景觀面積的比例(PLAND)、斑塊個數(shù)(NP)、斑塊密度(PD)、最大斑塊指數(shù)(LPI)、斑塊形狀指數(shù)(LSI)。景觀水平上選取的指數(shù)為香農(nóng)均勻度指數(shù)(SHEI)和多樣性指數(shù)(SHDI)。

不同類型級別指數(shù)分析結果表明，斑塊所占景觀面積的比例(圖2A)和最大斑塊指數(shù)(圖2B)最大的均是草地，說明府谷縣主要由草地組成，草地是該地區(qū)的優(yōu)勢景觀。斑塊個數(shù)(圖2C)、斑塊密度指標值(圖2D)和斑塊形狀指數(shù)(圖2E)最大值均為耕地，說明耕地的破碎度最大，受人類活動干擾最大。府谷縣2000年、2013年的景觀水平指數(shù)對比分析顯示(圖2F)，多樣性指數(shù)和均勻度指數(shù)從2000—2013年均是增加的，分別增加了0.116，0.065，多樣性指數(shù)和香農(nóng)均勻度指數(shù)的變化表明府谷縣景觀類型的豐富程度和均勻程度在上升。

圖2 府谷縣2000年和2013年景觀指數(shù)對比

表3 2000-2013年府谷縣土地利用變化

表4 2000-2013年府谷縣土地利用轉(zhuǎn)移矩陣km2

3 結 論

(1) 內(nèi)生效應分析表明退耕還林還草、坡改梯和淤地壩建設等綜合土地利用變化政策使位于風蝕水蝕交錯區(qū)的府谷縣從2000—2013年土壤侵蝕量明顯減少，生態(tài)經(jīng)濟耦合指數(shù)從2000年的215.88 t/萬元減少到2013年的130.59 t/萬元，其中梯田和坡耕地的變化對生態(tài)經(jīng)濟耦合指數(shù)的影響顯著大于水澆地和壩地的影響。

(2) 外延效應分析表明府谷縣從2000—2013年實現(xiàn)了耕地向林地和草地的轉(zhuǎn)化，且府谷縣景觀類型的豐富程度和均勻程度在上升。

(3) 退耕還林還草、坡改梯和淤地壩建設等政策的執(zhí)行不僅讓府谷縣生態(tài)環(huán)境得到改善，還使其經(jīng)濟耦合內(nèi)部呈現(xiàn)增益，在今后發(fā)展過程中應加大坡耕地向梯田的轉(zhuǎn)換，以實現(xiàn)府谷縣生態(tài)和經(jīng)濟更好的耦合。