生態干旱的概念及研究進展

粟曉玲，姜田亮，牛紀蘋

(1.西北農林科技大學水利與建筑工程學院，陜西 楊凌 712100;2.西北農林科技大學旱區農業水土工程教育部重點實驗室，陜西 楊凌 712100)

全球變暖加劇了水循環過程，導致極端氣候事件頻發。干旱是一種極端氣候現象，由降水不足引起的氣象干旱隨著時間的推移演變為農業干旱和水文干旱，導致流入濕地和地下含水層的水量減少，加上干旱期人類需水的增加，進一步加劇了干旱程度，使得生態系統可獲得的水量進一步減少，進而改變水文生態過程，并以各種形式影響水域和陸地生態系統，發生生態干旱，出現水量減少、流速降低、水域面積縮減、污染物形成遷移規律改變、水體連通性降低、生物量減少和物種多樣性降低等水域生態惡化現象[1]。在極端干旱條件下，甚至出現水生生物空間分布特征改變、繁殖能力下降、種群規模減小等生態后果[2]。干旱對陸地生態系統的植物生理生態過程、生物地球化學循環、結構和功能、生物多樣性等產生顯著的影響[3]，引起野生動物生境破壞、森林火災、土壤侵蝕、植被脅迫，導致依賴生態系統提供資源和服務的人類社會發生連鎖反應。

21世紀的干旱具有溫度高、時間長、范圍廣等特點，增加了生態系統的脆弱性和生態損失。如，澳大利亞2002—2010年的1 000年一遇干旱對Murray-Darling地區水文生態系統提供的關鍵服務造成了超過8億澳元的生態損失[4]；亞馬遜地區2010年發生的極端干旱事件，導致該區熱帶雨林生態系統碳凈損失約2.2 Pg(1 Pg=1015g)，幾乎占全球森林生態系統1 a的凈碳吸收量[3]；美國加州2012—2015年的1 000年一遇干旱導致大面積針葉林死亡[5]。我國西北地區氣候總體呈現暖濕化趨勢，但空間差異較大，西部降水增多，東部降水相對減少，干旱缺水導致植被退化、土地荒漠化，生態環境不斷惡化，如，祁連山21世紀以來林地面積相比20世紀50年代減少近50%[6]，新疆荒漠植被退化嚴重，塔里木河兩岸原有的53萬hm2胡楊林只剩不到8.48萬hm2[7]。Yao等[8]基于標準化降水蒸散發指數(SPEI)評估預測2011—2100年在RCP 4.5和RCP 8.5情景下西北地區將發生更加嚴重和頻繁的干旱。

人類難以影響降雨模式，但通過監測生態干旱時空演變過程，可以調整水土資源管理策略，從而緩解或減輕干旱損失[9]。因此，開展生態干旱的監測方法及其驅動機制和脆弱性評估方法的研究，有助于更好地認識和預測生態干旱，并采取適當的政策措施應對干旱，為降低日益增加的生態干旱風險、實施生態保護提供技術支撐。本文分析生態干旱的研究背景及概念框架，重點闡述生態干旱監測指標及其驅動機制以及生態干旱的脆弱性評估方法等的研究進展和發展趨勢，旨在促進生態干旱研究。

1 生態干旱的定義及概念框架

以往的干旱管理多以人類為中心，圍繞干旱的水文影響、農業影響及社會經濟影響展開，但對干旱的生態影響關注較少。隨著干旱頻率的增加和干旱程度的加劇，干旱對人類社會和生態系統不利影響的增加，越來越多的生態學家開始關注干旱的生態效應，如樹木死亡、養分物質循環等[4]。

在國內，生態干旱研究主要以濕地為研究對象[10-12]。牛文娟等[13]最早引入生態干旱概念，初步探討了干旱對生態系統的影響。國際上，關于干旱的生態影響研究較多[14]，但對生態干旱明確定義的文獻很少。2016年美國人與自然合作組織(SNAPP)成立的生態干旱工作組(Ecological Drought Working Group)定義生態干旱是“由自然或人類管理引發的周期性供水不足導致植被正常生長發育的水文氣象條件發生變化，使受水分脅迫的植被與其生存的土壤環境構成旱生環境，進而反饋至其他系統的綜合復雜過程”[15]。該定義強調了干旱對陸地生態系統的影響。Crausbay等[16]認為，為了應對21世紀的干旱風險，需要定義新的干旱類型，當可獲得的水低于關鍵閾值時，強調持續的生態系統及其提供的關鍵服務對人類社會的重要價值，集成生態、氣候、水文等多維干旱，定義生態干旱為“一種間歇性的供水不足，并導致生態系統超過其脆弱性閾值，影響生態系統服務，并在自然和/或人類系統中觸發反饋”。該定義不僅適用于陸地生態系統，也適用于淡水生態系統，但沒有考慮在缺水加劇期間生態系統可能產生的全部響應。這種僅根據生態系統的反饋定義生態干旱，會導致某些干旱信息丟失，如高度耐旱或抗旱的生態系統可能對干旱反映并不敏感。Munson等[17]認為，理想的生態干旱定義應考慮生態系統對干旱強度變化的敏感性，以及不同層次生物的響應，且能夠在多時空尺度上進行生態推斷，因此定義為“一種可獲得的水量短缺，并導致生物或生態系統的性能偏離其上限”。該定義的核心是可獲得的水量指標與生物或生態系統性能指標之間的關系。生物的性能包括生長、生存和繁殖力，它會影響生態系統的性能，如生產力、能量和物質的循環。

筆者認為，生態干旱的定義應能識別生態學意義上的缺水條件以及缺水導致的生態系統反饋兩個方面，因此定義生態干旱是“由自然與人類活動引發的生態系統可獲得的水量低于其需水閾值，導致生態系統超過脆弱性閾值，影響生態系統服務，并在自然和/或人類系統中觸發反饋”。生態系統服務是人類通過生態系統的各種服務功能直接或間接得到的產品和服務[18]。生態系統服務功能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環境條件與效用[19]。

Crausbay等[16]進一步提出了生態干旱的概念框架(圖1)是由脆弱性組分(暴露性+敏感性+影響性)和人類與自然因素的連續統一體2個維度構成。這個框架有助于生態干旱研究者和決策者理解：人類和自然作為生態系統脆弱性驅動因素產生作用;生態干旱的影響通過生態系統服務轉移到人類社會；這些生態及其服務的影響又將反饋給自然和人類系統。

圖1 生態干旱概念框架

生態干旱的研究，主要圍繞生態干旱監測指標、生態干旱的驅動機制以及生態系統對干旱的脆弱性評估來開展。

2 研究進展

2.1 生態干旱監測指標研究

建立干旱監測指標是量化干旱及其影響程度的重要手段[20]，合理構建干旱監測指標是及時準確監測生態干旱的前提。Park等[21]提出了“在哪監測(where)、監測什么(what)、如何監測(how)”的生態干旱監測框架。Where指在陸地(森林、土壤、植被)與水域(河流、濕地、湖泊、河口)進行監測；What明確了檢測對象，包括陸地生態系統的植被狀況、土壤污染和野火，水域生態系統中的魚類棲息地和水質；How強調生態干旱的閾值，包括嚴重程度監測、脆弱性評價及影響評價三方面。

關于水域生態系統的干旱監測評估研究不多，國內主要圍繞濕地依據水位構建生態干旱指標，如馬寨璞等[10]依據水位確定生態干旱臨界點，監測白洋淀的生態干旱；張麗麗等[11]通過構建生態水位隸屬函數來描述白洋淀生態干旱；侯軍等[12]利用濕地水量平衡關系，選取濕地最小生態水位作為呼倫湖濕地生態干旱指示指標。近年來國際上開始重視河流水域生態干旱研究，圍繞生態干旱的影響、水質風險等開展研究，如Mcevoy等[22]利用生態干旱概念框架分析了美國蒙大拿州西南部的5個流域尺度干旱規劃，評價干旱的生態影響；Kim等[23]通過應用非參數核密度估計和假設極端干旱后河流水質超過水質目標的概率，對生態干旱引起的水質風險進行了定量評估。也有研究依據生態流量建立生態干旱指標，如Park等[21]建立了以河流生態流量和最小流量為雙閾值的生態干旱指標，評估加姆河生態系統可能發生的生態干旱程度，并提出了監測和預警生態干旱的方法。

對于陸地生態系統，通常采用基于遙感的植被指數表征植被受旱狀況，如溫度植被干旱指數(temperature vegetation dryness index， TVDI)[24]、歸一化植被指數(normalized difference vegetation index， NDVI)[25]、增強型植被指數(enhanced vegetation index， EVI)[26]、植被條件指數(vegetation condition index， VCI)[27]、植被供水指數(vegetation supply water index, VSWI)[28]等。這些植被指數能間接反映干旱對植被的影響和植被耗水情況，但不能直接反映生態干旱過程中可獲得的水與需水之間平衡關系的動態變化，在人類對水資源系統具有很大調節能力的背景下，難以結合實際缺水狀況開展有效的干旱管理，如開展干旱預警和抗旱減災工作。

2.2 氣象要素對生態干旱的驅動機制研究

氣象要素的變化對植被的分布和生長有重要的影響，因此，理解植被對氣象要素的響應至關重要，是明晰氣象要素與生態干旱之間聯系的基礎。溫度和降水是影響植被生長最重要的氣象因素。Xu等[29]發現亞歐大陸中部植被生長取決于春季溫度的快速升高，生長季和夏季植被的生長主要由降水驅動；在溫帶干旱地區，盡管降水增加，但一些地區響應氣候變化的植被變化可能會減弱降水增加的影響，導致更多的生態干旱風險[30]。隨著遙感技術的發展，一些學者利用NDVI、凈初級生產力(net primary production， NPP)和作物水分利用效率(water use efficiency， WUE)等表征植被生長狀態和活力指標，分析生態植被對氣候變化的響應。如Chu等[31]研究表明，黑龍江東北部生長季NDVI主要受降水的調節，氣溫是影響春季植被生長的主導因子，而秋季NDVI與降水量呈負相關關系；Jhaa等[32]以NDVI表征植被干旱指數，采用基于Copula的多變量概率模型描述印度各地在溫度、降水和土壤含水量變化下發生植被干旱的可能性；相較于NDVI，NPP對氣候變化的響應更為敏感，如我國華北地區農牧交錯帶影響NPP的主要因子是年降水量[33]；Lu等[34]利用MODIS GPP產品和估算的ET對美國2004—2005年的生態系統WUE進行了計算，發現WUE在干旱強度中等時增加，在嚴重干旱條件下則呈下降趨勢。

近年來，一些學者結合植被指數探討氣象干旱對植被的影響，如Vicente-Serrano等[35]通過分析世界范圍內標準化降水蒸散指數(standardized precipitation evapotranspiration index， SPEI)和植被指數、年輪數據及NPP的關系后發現，持續的水分虧缺決定了陸地植被群落對干旱響應的敏感性，氣象干旱對旱區植被的影響更加顯著；Zhang等[36]研究表明中國大部分地區NDVI與SPEI呈顯著正相關關系，即植被的分布與水資源可利用量的時空特點密切相關；張更喜等[37]基于中國的改進帕爾默干旱指數(scPDSI)與NDVI數據的相關性分析，發現草地對干旱的響應最敏感，其次是林地和耕地。

上述研究主要以NDVI中氣象要素或氣象干旱指數的相關關系為研究內容，研究方法常用線性相關或多元回歸建立生態植被與氣象要素或氣象干旱之間的關系。對時空尺度上氣象干旱驅動生態干旱的機制研究較少，難以揭示生態干旱與氣象干旱之間的響應關系。植被干旱是一種比氣象干旱更為復雜的現象，從聯合似然的角度建立生態干旱-氣候要素或氣象干旱之間的相互作用模型更為合適[32]。

2.3 地下水對生態干旱的驅動機制研究

干旱地區降雨稀少，地下水是植被生長的主要水源。在干旱期，降水減少、蒸發潛力增加、缺水導致地下水的開采增加，使得地下水采補失衡，地下水位下降，依賴地下水生長的植被缺水，發生生態干旱。在生態植被對地下水的響應關系研究方面，主要集中于植被生長與地下水埋深之間的關系研究。如Hao等[38]發現地下水埋深過淺或過深都會對塔里木河中下游地區植被生長及植被分布產生影響，在地下水埋深為2～4 m時植被種類豐富度達到最大；Chen等[39]認為在塔里木河下游地區，地下水埋深大于 6 m 對植被生長便不再產生影響。近年來，一些學者探討了植被指數與地下水埋深的關系，如Lyu等[40]研究發現沙地植被指數總體上隨地下水埋深的增加而減小；王旭升等[41]研究發現，銀川平原和內蒙古額濟納旗盆地的NDVI隨地下水埋深的增加而減小，地下水埋深主要影響NDVI的均值和峰值；齊蕊等[42]建立了鄂爾多斯高原增強型植被指數(EVI)對地下水埋深與干旱指數雙因素的聯合響應關系，結果表明干旱指數和地下水埋深的增大都會導致植被指數的概率統計值減小，干旱指數介于 3～5時，地下水埋深對植被指數的影響比較顯著，且地下水埋深介于1～3 m最利于高蓋度植被的出現，地下水顯著影響植被分布的臨界埋深約7 m。Phiri等[43]分析了NDVI和地下水數據的時間序列，得出南非Gauteng省草地的NDVI對地下水埋深變化的響應存在1個月的時滯，灌木時滯為2個月。Zhang等[44]基于信息熵建立了NDVI與地下水埋深之間的非線性關系。

由于地下水干旱是近幾年提出的新的干旱類型，關于地下水干旱與生態干旱之間的關系尚未見報道，相關研究還處于探索階段。隨著地下水干旱研究的發展，在干旱區探討生態干旱對氣象干旱和地下水干旱的響應關系，可以更好地理解生態干旱的驅動機制，為生態干旱的預警提供依據。

2.4 生態干旱脆弱性評估研究

Turner等[45]認為脆弱性是系統暴露于災害并受到影響的可能性，包括暴露性、敏感性及恢復能力。政府間氣候變化專門委員會將脆弱性定義為“系統受到不良影響的傾向，是不同歷史、社會、經濟、政治、文化、組織、自然資源和環境條件共同作用的結果”[46]。干旱是一種復雜的自然現象，不同地區不同部門對干旱脆弱性程度的定義主要取決于其缺水情況、現有的水資源管理政策框架及其執行情況。Oikonomou等[47]將降水模式、供需趨勢和社會經濟背景作為干旱脆弱性的關鍵因素，提出了標準化干旱脆弱性指數(standardized drought vulnerability index，SDVI)，并結合地面觀測數據和衛星監測遙感反演的數據來改進研究結果，以彌補干旱相關信息的匱乏，同時有助于突破以往脆弱性概念在時間和空間傳播上的局限。

生態干旱脆弱性由生態系統的暴露性、敏感性以及對水量減少的適應性所確定。生態干旱脆弱性評估是控制和緩解干旱的重要環節。Crausbay等[16]建立了生態干旱脆弱性研究框架，以突出人類和自然系統緩解或適應干旱的能力，以及干旱對生態系統的潛在影響。生態干旱脆弱性評估有分為半結構化訪談和脆弱性指數兩種途徑。如Raheem等[48]使用生態系統服務的通用國際分類和半結構化訪談相結合的方法評估生態干旱脆弱性；Jordaan等[49]在對南非東開普省農戶調查的基礎上，利用生態脆弱性指數評估了該地區生態干旱脆弱性，結果表明，氣候與生態脆弱性之間并沒有必然的聯系，高降水量地區干旱的生態脆弱性較高，這是由于供水規劃和管理、放牧方式和土地管理不善導致了嚴重的土地退化。

在生態干旱脆弱性指數構建方面，主要通過標準化降水指數(standardized precipitation index， SPI)分析暴露性[47]，基于加權的氣象、生態、高程等指標分析敏感性，較少反應不同類別植被的暴露性特點，以及不同植被對干旱適應能力的臨界點，另外脆弱性指數很少考慮生態干旱的影響性，因此，本文參考區域災害系統論的評判方法，用植被在干旱狀態下的暴露性、敏感性及影響性來描述生態干旱脆弱性(圖2)。其中，暴露性是指一定氣候條件下干旱可能發生地區群落的自然特征，如植被種類、蓋度；敏感性指在一定氣象水文條件影響下，特定區域自然植被對干旱響應的強烈程度，表現為不同植被抵御和適應干旱影響的能力；影響性是指一定氣候特征下，生態干旱對自然環境和經濟社會造成的損失大小。根據不同的生態系統分類，可進一步探討暴露性、敏感性及影響性等脆弱性指數的定量描述方法，以及生態干旱脆弱性的綜合評價方法。

圖2 生態干旱脆弱性組成

總之，與氣象干旱、水文干旱、農業干旱相比，表征生態干旱的指標更多，不僅包括衛星遙感資料反演的植被指數、植被覆蓋度、植被NPP、積雪面積、水庫水面面積等，還包括地面觀測的河川徑流、地下水位、沙丘移動速度等指標。在干旱地區，地下水是生態植被的主要水源，氣象干旱和地下水干旱是生態干旱形成和演變的驅動因素，它們之間的關系更加復雜。然而有關生態干旱的監測評估方法以及生態干旱對其他干旱的反饋機理尚不明確[13]，生態干旱脆弱性的評估方法也有待深入研究。

3 研究展望

關于生態干旱指數的構建、氣象干旱和地下水干旱對生態干旱的驅動機制以及生態干旱的脆弱性評估、預測方法等將是未來生態干旱研究的主要內容。

3.1 生態干旱指數的構建與評估方法研究

構建合適的干旱指數，是準確監測、評估以及研究干旱的基礎[50]。基于遙感數據反演的植被指數監測評估生態干旱，反映了植被對干旱的響應，不能直接描述不同植被水分虧缺的實際動態。對于陸地生態系統，與農業干旱指數的構建方法類似，構建既能反映氣象水文條件，也能反映植被生長狀態的基于植被缺水動態的干旱指數，可以監測生態干旱的形成演變過程。同時受限于生態植被生長、耗水等觀測數據的匱乏，基于多源遙感反演數據，構建反應氣象、水文、生態植被等多變量的綜合生態干旱指數也是發展趨勢。對于水域生態系統，可結合已有的生態需水研究成果，以及標準化干旱指數(如SPI、SPEI[51])的構建方法，探索水域系統生態干旱指數的構建方法，并探討生態干旱指數適用性的評估方法。

3.2 氣象干旱和地下水干旱對生態干旱的驅動機制研究

水文循環過程的不同環節失衡，會導致不同類型的干旱，因此需要從流域或區域水文過程系統認識生態干旱的形成和驅動機制。現有的生態干旱評估方法多是依據干旱形成的某一因素(如氣象因素)或生態響應狀態(如植被指數)來判斷干旱的嚴重程度，缺乏物理機制研究,難以客觀描述干旱形成的過程，同時也難以預報未來的干旱程度。因此，基于生態水文過程模擬地下水和植被耗水的演變過程，識別氣象干旱、地下水干旱和生態干旱，探討氣象干旱和地下水干旱對生態干旱的聯合驅動機制，定量分析氣象干旱或地下水干旱單獨或聯合觸發生態干旱的閾值，以及不同程度的氣象干旱和地下水干旱發生生態干旱的概率，揭示生態干旱對氣象干旱和地下水干旱的時空響應機制。

3.3 生態干旱的脆弱性評估方法及未來生態脆弱性預測研究

生態干旱影響生態系統服務，因此將生態系統服務與生態干旱的影響相結合，探討生態干旱脆弱性指數(暴露性、敏感性及影響性)的定量描述方法，以及生態干旱脆弱性的綜合評價和分區方法，通過評估典型人類活動(如植樹造林、灌溉)對生態干旱脆弱性的影響，識別干旱脅迫下的生態脆弱區，分析生態干旱脆弱性的空間變化特征，并預測未來不同氣候模式下的生態干旱脆弱性時空演變趨勢，為應對氣候變化、生態環境保護及降低生態干旱風險提供依據。