生態修復措施對流域生態系統服務功能的提升
——以潮河流域為例

吳一帆,張 璇,2,*,李 沖,郝芳華,殷國棟

1 北京師范大學水科學研究院 城市水循環與海綿城市技術北京市重點實驗室,北京 100875 2 北京師范大學中國綠色發展協同創新中心,北京 100875

生態系統服務功能是自然生態系統支撐和維持人類生存和發展的環境條件[1],是人類直接或間接從生態系統中獲取的所有收益[2]?！扒晟鷳B系統評估(Millennium Assessment,MA)”將生態系統服務分為供給服務、調節服務、文化服務以及支持服務四大類,其中水源涵養、土壤保持、水質凈化、氣候調節等由生態系統自身屬性直接完成的定義為調節服務[3-4]。為了對生態系統的調節服務功能進行價值評估,UNER提出將生態系統直接或間接產生的產品使用替代市場法和假想市場法[5-6],根據產品的市場價格推算調節功能的市場價值。1997年Costanza等[7],對世界生態系統服務和自然資本的價值進行了評估,以當時的價格估算,每年地球生態系統產生的價值約為16—54萬億美金；我國學者歐陽志云等[8],于1999年首次運用影子價格、替代工程法或損益分析方法對我國陸地生態系統在有機物質的生產、二氧化碳的固定、氧氣的釋放等方面進行了價值評估,揭示了陸地生態系統的巨大生態、人文等價值。隨著近年來遙感等技術的發展,以及各種相關模型的完善,生態系統服務功能的量化方法也愈發成熟,其中InVEST模型就是一種目前廣泛應用于量化生態服務功能及其價值的研究的工具[9]。如Keller等[10],應用InVEST模型中的多個模塊針對不同的土地利用變化情況探究土地利用變化對生態服務功能干擾最小化的途徑,并為未來土地管理提供科學的理論指導；吳瑞等[11],對1995至2010的北京官廳水庫的水源涵養以及水質凈化功能的時空變化進行了評估,并探討了研究區生態服務功能對政策法規的響應關系。目前,國內大多數有關生態系統服務功能和價值的研究多以分析研究區生態服務功能和價值受氣候和土地利用影響的時空變化特征為主,極少考慮對生態系統服務價值進行核算,然而在生態環境治理中成本與效益分析是決策者們制定政策的基礎。所以,為全面認識流域生態修復措施的成本和效益,從經濟性,高效性和長久性三方面共同指導生態修復工作,提升重點流域的生態服務功能,開展流域生態系統價值核算的研究十分必要。

密云水庫是北京市重要的地表飲用水源地,其水質為Ⅲ類,當前營養狀態為中營養水平[12]。目前對密云水庫及其上游生態環境的研究多從水質、徑流、氣候變化和污染物演變等方面展開[13-15],針對生態修復等環境治理手段對生態系統服務功能和價值的影響研究較少。本文選取密云水庫上游,潮河流域為研究對象,根據北京市、承德市以及相關區縣的“十三五”生態環境保護規劃,應用InVEST模型量化生態服務功能,結合直接市場法和替代市場法對不同生態修復手段進行價值核算。本研究以期為量化生態修復效用、改善流域生態環境質量、提高流域生態環境功能提供科學依據和有效參考。

1 研究區概況

潮河流域地處京津冀北部,華北和東北兩個地區的連接過渡地帶,地近京津,地理位置如圖1所示,總面積約6.52×105hm2(圖1)。研究區屬于溫帶大陸性季風型氣候,年平均氣溫0—8℃,氣溫由西北向東南遞增；地勢由西北向東南呈階梯狀下降,起伏較大；水資源儲量豐富,多年平均降水量490 mm,主要集中在6—9月[16]。植被物種多樣性豐富,植被覆蓋率超過70%。研究區地處京津冀地區重要的水源地和水源涵養生態功能保護區,潮河流域作為密云水庫的上游,研究其水源涵養、土壤保持和水質凈化能力等生態系統服務功能具有重要戰略意義[17]。

圖1 潮河流域研究區示意圖

2 數據與方法

2.1 數據的來源與處理

本研究使用來自地理空間數據云網站(http://www.gscloud.cn/)的DEM數據,分辨率為90 m。土地利用數據來自資源環境數據云平臺(http://www.resdc.cn/Default.aspx),選擇2005和2015兩期土地利用柵格圖像。土壤數據來自中國土壤數據庫(http://www.soil.csdb.cn/),土壤圖層使用1∶100萬矢量數據。選取研究區及周邊6個氣象站的數據作為氣象驅動(圖1),氣象數據從中國氣象數據服務網(http://data.cma.cn/)下載并處理,輻射數據從(https://power.larc.nasa.gov/)獲取。選取研究區周圍古北口水質站作為面源污染校驗站點,選取總氮(TN),總磷(TP)為指示污染物。其中驅動InVEST模型的生物物理屬性參數的選擇參考InVEST模型輸入手冊及相關文獻獲得,具體情況如表1所示：

表1 InVEST模型驅動參數屬性表

2.2 模型的原理及校驗

2.2.1InVEST模型原理

(1)

式中:Yxj為柵格x中土地覆被類型j的年產水量mm；AETxj為柵格x中土地覆被類型j的實際蒸散量mm；Px為柵格x的年降水量mm。

水質凈化模塊用于評估生態系統中植被和土壤的水質凈化服務,水質凈化服務功能是根據流域TN和TP的輸出量評估的,二者輸出量越高,表明水質凈化功能越弱。其主要算法:

ALVx=HSSx·polx

(2)

式中,ALVx是柵格x的調整后輸出量,HSSx柵格x的水文敏感性得分,polx為柵格x的輸出系數。

土壤保持模塊的作用是描述坡面土壤侵蝕和流域輸沙空間過程。有利于流域水土保持生態系統服務功能的研究,為水庫清淤管理和河道水質控制提供指導。其主要算法：

USLEx=Rx·Kx·LSx·Cx·Px

(3)

式中,USLEx為柵格x的土壤實際侵蝕量,是考慮植被攔截后的計算結果；Rx為降雨侵蝕力；Kx為土壤可蝕性；LSx為坡度長因子；Cx為植被覆蓋因子；Px為土壤保持措施因子。

2.2.2子流域的劃分

本研究根據分辨率為90 m的DEM數據,使用ArcGIS 10.2中的Hydrology模塊,基于水文過程進行填洼、集流等操作計算流向,并提取水系圖將流域劃分為27個子流域,InVEST模擬結果統計將以劃分的27子流域為基本單元進行。

2.2.3模型的校驗

由于土地利用類型與生態系統服務功能關系密切[19],根據2005至2015年土地利用變化分析發現,研究區的各土地利用類型變化較小(圖2),這與研究區的功能定位及當地強有力的環境保護政策有密切的關系?？紤]數據的可獲得性與完整性,本研究使用2005年古北口水質站監測值校準模型參數并應用于2015年的模型模擬。

圖2 潮河流域2005和2015各土地利用類型面積

水源涵養模塊的計算結果包含了地表水和地下水,因此不能使用地表徑流值來校驗模型。本研究參考吳瑞等的研究方法[11],用平均徑流深與模型相應評估值進行校驗。

(4)

式中,R是平均徑流深(mm)；wyield是模型輸出的整個流域產水量(m3)；a是徑流系數；A是流域的總面積(hm2)。如果模型誤差小于10%,則認為模擬結果基本可以反映實際的情況[20]。具體校驗結果如下表2所示。

表2 2005年古北口水質站水質數據校準模型

2.3 四種生態修復措施的情景設置

根據北京市2016年12月印發的《北京市“十三五”時期環境保護和生態建設規劃》第四章第二節,承德市2017年7月印發的《承德市環境保護十三五規劃的通知》第三章第二節,北京市順義區2017年4月印發的《順義區“十三五”環境保護與生態建設規劃》以及其他區縣的“十三五”生態環境規劃,提取其中有關提升潮河流域生態系統功能的相關措施,基于2015年潮河流域的土地利用現狀,設置四種擬開展的生態修復手段情景(表3)：①化肥農藥減量；②河岸緩沖帶；③退耕還林；④以上三種共同作用的綜合修復。

表3 四種生態修復情景

2.4 生態服務功能的核算標準

2.4.1水質凈化

密云水庫水質易受上游農業面源氮和磷污染的影響,參考江蘇省農業科學院利用水葫蘆處理湖泊氮磷的示范工程[25],將治理湖泊中的TN、TP污染的成本分別定為4.8×104元/t,3.18×105元/t。

2.4.2水源涵養

在潮河流域內,生態系統的水源涵養功能主要由森林、草地、農田生態系統提供,對本研究區采用替代市場法,以蓄水量等同研究區水源涵養量的水庫建設成本估算生態系統涵養水源的總價值[4-5]。由于模型水源涵養的模擬數值不能完全反應實際流量[26],所以應用徑流系數估算實際的徑流量,并將產生的徑流按照市場價格核算為密云水庫下游供水地區(北京市)的居民用水價格。

Ew=wyield·a·Pi

(5)

式中,Ew為水源涵養總價值(元)；Pi為北京市居民用水價格(元/m3)；a是徑流系數；wyield是模型輸出的整個流域產水量(m3)。

2.4.3土壤保持

土壤保持的經濟效益主要來源于上游生態系統減少下游密云水庫受泥沙淤積作用的影響[4-5]。有學者認為,全國因土壤侵蝕流失的泥沙有24%淤積于下游水庫,是導致水庫蓄水能力下降的主要原因,同時也在一定程度上增加了干旱、洪澇發生的概率[27-28]。

(6)

式中,Es為土壤流失的經濟損失(元)；A為土壤流失總量(t)；Ps為水庫庫容工程費用(元/m3)；ρ為土壤容重(t/m3)。

2.4.4生態服務價值核算相關參數

潮河流域的平均土壤容重[15]為1.48 g/cm3；流域的徑流系數[17]為0.116；根據《中國水利年鑒》平均水庫庫容造價[5],我國單位庫容的水庫工程費用為1.22元/m3,按照物價指數換為2015年的價格約為1.64元/m3；北京市政府發布的《北京市居民用水價格消費表》按第一階梯估算,潮河流域的水源涵養價值為2.07元/m3。河岸緩沖帶草本覆被成本概算為2295元/hm2[29]；退耕還林成本按照給予農戶補償均價概算為3795元/hm2[30]。

3 結果與分析

3.1 四種情景的土地利用變化情況

圖3顯示了四種生態修復措施模擬實施之后,潮河流域土地利用類型的空間分布,表4則列出了各土地利用類型面積及占比的變化情況。其中,化肥減量的情境是對施用化肥的總量進行削減,而不改變原有的耕地分布與面積。從圖3土地利用圖像上可以看出潮河流域居民生活、耕作的活動范圍大多分布在臨近潮河的兩岸,頻繁的人類活動對潮河流域的水環境質量存在風險。因此,修建河岸緩沖帶將使沿河的水田面積減少75.00%、旱地減少33.97%、城鎮用地減少64.28%、農村居民點減少30.43%,在自然生態系統與人類生產活動頻繁交互的區域設置生態緩沖帶,將有效減少化肥及城市污染等經過雨水沖刷直接進入河道[23]。通過退耕還林的修復措施,將位于陡坡的耕地轉變為灌木,減少了潮河流域63.45%的易侵蝕旱地的同時降低了農業生產產生的TP、TN對密云水庫上游來水的水質影響。

表4 四種情景下主要變化的各土地利用類型

圖3 四種情景設置下的土地利用變化

3.2 生態修復情景下生態系統服務功能的變化

四種情景下潮河流域水源涵養量,水質凈化功能,土壤保持功能的總量變化情況如表5所示,分布變化如圖4所示。其中化肥減量的情景由于不涉及土地利用變化,故水源涵養以及土壤流失均沒有改變。農業生產活動產生的TP、TN是造成面源污染的主要因素之一[31],從情景設置上來看,化肥施用量的減少對TP和TN排放量的削減率為四種情景中最低,分別為13.14%、10.94%。由此可見單獨實施減量的措施,并不能明顯的減少TP、TN排放,因此面源污染的控制需要綜合手段協同控制[32]。河岸緩沖帶的修建與退耕還林在水源涵養量的提升方面效果相當,但在TP、TN的減排以及土壤保持方面退耕還林比河岸緩沖帶提高了42.58%,31.73%以及29.43%。退耕還林將流域P、N及土壤截留能力較差的耕地轉換為截留能力較高的灌木林,減少了坡度較大的耕地受雨水沖刷造成的污染擴散和土壤流失,使面源污染得到明顯好轉,同時減輕了密云水庫清淤的工作量。總體上,四種情景對潮河流域的生態系統修復都有一定的促進作用,在綜合修復的情景下,生態系統服務功能都得到了明顯的提升。其中水源涵養量提高了40.18%,TP、TN的排放分別減少了53.89%和42.32%,同時土壤流失量降低了63.76%。

圖4 2015年各生態修復情景下生態服務功能分布圖(化肥減量對水源涵養與土壤流失沒有影響)

表5 四種情景下各生態服務功能的變化

從空間分布來看,在退耕還林和綜合修復的情景下,大面積的旱地轉化為營養物截留能力較強的灌木林,流域北部以及西部中下游的TP、TN輸出形成面源污染的風險得到了明顯的減輕。水源涵養的主要影響因素有降水、蒸散發、土地利用、地表徑流等,其中降水是最直接的驅動因素[33]。從研究區水源涵養分布圖上來看,四種情景中潮河流域水源涵養能力由流域西南向東北遞減,這與研究區降水空間分布由南向北減少的特征相一致。從子流域水源涵養的分布來看,在河岸緩沖帶、退耕還林、綜合修復三種情境下,沿河子流域均呈現水源涵養量上升的趨勢,這是由于土地利用變化通過改變研究區下墊面狀況影響水源涵養功能[11]。其中,退耕還林將農田轉換成植被覆蓋度更高的林地、草地,增加了土壤含水量[34],提升了流域水源涵養的能力,同時從長期來看,大量聚集度高的林地會在區域內形成微氣候,保持區域的土壤濕潤,維持一定的水源涵養能力[35]；河岸緩沖帶的修建將農業用地、城鎮用地以及居民點轉換為草地,硬化路面的減少和植被的增多增加了沿河的蒸散發,但同時在一定程度上減少了地表徑流,此時水源涵養量的增加的原因可能是雨水的大量下滲以及流域土壤的高含水量,這與流域徑流系數較小相符合[17]。

導致土壤流失現象發生的原因非常復雜,包括地形、土壤質地、氣候變化以及人為因素等[36]。生態修復工程提高流域土壤保持能力的核心是使流域在減緩自然生態系統的衰退的同時,使土地類型資源向高土壤保持能力的類型轉換[37-38]。潮河流域土壤流失的重點區域是流域的北部以及中西部,該區域水田、旱地以及中低密度草地分布較多,植被土壤保持能力較弱,退耕還林及河岸緩沖帶的手段都能大幅提高流域的土壤保持水平。

3.3 生態服務價值核算

使用直接市場法和替代市場法對潮河流域的生態系統服務功能進行價值核算,以潮河流域2015年的實際數據為基礎,分別研究四種生態修復情景與2015年基準情景的變化結果,得到相應修復手段實施后研究區增加的生態服務價值。核算后的生態系統服務價值結果見表6。

表6 四種情景下各生態系統服務價值較2015年增加值及價值核算

四種情景都在一定程度上增加了流域的生態服務價值,較2015年的實際情況,化肥減量使得潮河流域水質好轉,凈增加3.54×106元生態服務價值；河岸緩沖帶的建設在增加了流域的水源涵養量的同時,于一定程度上提高了水質凈化能力和土壤保持能力,增加了3.64×107元的生態服務價值；退耕還林行動改變了流域的土地利用類型,增加了4.59×107元的生態服務價值；在三種修復手段同時開展,在協同作用下,潮河流域的生態系統服務價值將比2015年實際增加7.73×107元。雖然化肥減量產生的生態服務價值最低,但由于沒有工程建設成本的前期投入所以獲得收益最快；相比于化肥減量,退耕還林和河岸緩沖帶的設置均涉及工程前期耗時較長的規劃及建設過程,雖然退耕還林在理論上能產生更大的生態系統服務價值,但由于涉及對農戶的補貼以及植被的種植,其價值回收的歷時較建設河岸緩沖帶更久。在工程實施后的生態服務價值并不能立刻覆蓋工程成本,因此生態修復工程對提升流域生態系統服務價值需要經歷一個較長的周期才能實現價值回收。

由此可見,在制定生態修復政策前需對擬實施的地區進行充分的調查,生態修復措施的實施應根據不同地區定制相應的修復方案。例如,在資金較不充足的地區,政策上鼓勵化肥農藥減量不僅能在一定程度上改善當地的生態環境也能減輕政府部門的財政壓力；而在農業用地較少生態環境較好的地區,河岸緩沖帶的設置相較于退耕還林會在短期內產生更大的收益；而對于需要重點保護和治理的特定生態服務功能區,綜合治理是解決并徹底改善提高當地生態系統服務功能的關鍵手段。

3.4 不確定性分析

影響生態系統服務功能和價值估算準確性和真實性的因素有很多,包括InVEST模型結構擬合誤差以及InVEST模型輸入數據的誤差,如年均降水分布、年均蒸散發分布等氣象數據是根據IDW插值估算,并不能反應每一個子流域的真實情況；本研究基于1 km的土地利用圖像,利用2005年校準模型的參數對2015年的情況以及四種情景進行模擬,可能會有較大的誤差,InVEST模型雖不能很好的反映各生態服務功能的絕對值,但可以很好的揭示各情景間的變化[39]。

生態服務價值核算的研究內容聚焦在水源涵養、水質凈化、土壤流失三個方面,沒有考慮防風固沙、固碳、減緩氣候變化等的影響,也沒有量化生態修復措施實施過程中對其他生態服務功能的影響,例如,在退耕還林情景下,農業生產價值將會減少；河岸緩沖帶的修建初期河道中泥沙可能有暫時性的升高以及緩沖帶修好后對作為景觀對周邊地塊價值的提升；化肥減量后農作物產量變化等也需要進一步核算。這可以在未來的研究過程中,通過對InVEST模型模塊的完善來進行更細致的探討。

4 結論

本研究以2015年潮河流域土地利用和社會經濟現狀為基準情景,設置了化肥減量、河岸緩沖帶、退耕還林和綜合修復四種情景,利用InVEST模型對生態系統服務功能進行模擬,采用直接市場法和替代市場法等價值評價方法對潮河流域在四種不同生態修復情景下的水源涵養、土壤保持、水質凈化能力及其生態價值進行了量化分析。

(1)四種生態修復情景均有效的提高了流域的生態服務價值,在綜合修復的情景下,水源涵養量提高了40.18%,TN、TP的排放分別減少了42.32%和53.89%,同時土壤流失量降低了63.76%。

(2)單獨實施化肥農藥減量的措施,不能明顯減少TN、TP排放造成的面源污染,面源污染的防治需要對流域進行綜合、全面的修復。

(3)化肥減量、河岸緩沖帶、退耕還林以及綜合修復四種情景的生態系統服務價值分別較2015實際情況增加了3.54×106、3.64×107、4.59×107和7.73×107元。