生態系統服務價值時空變化和權衡及其與人類活動強度關聯性分析
——以慈利縣為例

武彥珍, 王新闖, 王順忠

(1.河南理工大學 測繪與國土信息工程學院, 河南 焦作 454000; 2.中國科學院 植物研究所 植被與環境變化國家重點實驗室, 北京 100093)

生態系統服務是指人類通過生態系統結構、功能和過程直接或間接獲取維持人類生存和生活所需的產品或惠益[1]。20世紀末Costanza等[2]將休閑娛樂、水調節和氣體調節等17個服務作為生態系統服務的構成，對全球各生態系統價值進行了估算。隨著國外理論的進步，各研究體系與相關概念陸續引進國內，使得國內相關研究工作也有了跨越性的發展[3]。謝高地等[4-6]參考相關學者意見，并經過一系列的實踐和修訂，制作了單位面積價值當量因子表，建立了一個相對完整和精確的評估體系，將現有的各種生態系統服務類型和功能包括在內，其原理為將生態系統生產凈利潤作為該生態系統所能提供的生產價值。不同的區域作物種植種類不同，價格差異較大，因此區域修正必不可少，眾多學者在當量修正和改進的基礎上開展了生態系統服務價值評估工作[7-9]。然而僅對生態系統服務價值進行靜態評估已滿足不了目前研究人類福祉與生態系統服務之間關系的迫切需求。

生態系統服務包括供給、調節、支持和文化服務，各項生態系統服務通常呈現為此消彼長的權衡關系和相互增益的協同關系[10]。千年生態系統評估(MA)認為自然提供給人類的各項服務中，大約有2/3的服務呈下降趨勢，主要是受到人類活動的干擾[11]。近年來我國實施各種生態保護政策來正向影響生態系統服務，期望生態系統服務效益能夠有所回升。權衡協同關系不僅存在于生態系統服務內部，也存在于生態系統服務與人類活動之間，并且具有顯著的地域差異性和動態變化性[12]。目前生態退化和人類活動干擾強烈是全球范圍內普遍存在的問題，研究生態系統服務之間的權衡協同關系以及生態系統服務和人類活動強度的關聯性，對于提升生態系統服務質量，實現人類社會發展的同時，保證生態系統服務效益具有重要意義[13]。因此，生態系統服務權衡成為眾多學者研究的方向[14-16]。

2000年以前，由于森林尤其是天然林的過度采伐、人類活動的過度干擾，致使湖南省水土流失嚴重、生態環境日益惡化、自然災害頻繁發生。1998年湘、資、阮、澧四水及洞庭湖區發生歷史上罕見的特大洪災，給人民的生命和財產造成了巨大的損失，直接經濟損失達329億元之多[17]。1999年黨中央、國務院發出長江上游和黃河上中游天然林禁伐、限伐的指示，以及實施退耕還林的戰略決策。2000年，慈利縣天然林保護工程正式實施；2001年慈利縣退耕還林工程開始實施。縣域作為一種行政區劃區域，是一個較為完整的生態系統管控主體，有一定的相對獨立性和能動性。它是全國實施主體功能區規劃的基本單元，也是生態文明建設進程中重要的實踐單元[18]。因此，在縣域尺度上進行生態系統服務評估研究，具有一定的實踐意義和參考價值。慈利縣森林資源豐富，林地占總面積半數以上，是一個典型林業縣域。本文以慈利縣為例，開展生態系統服務價值評估，分析生態系統服務的權衡協同關系以及人類活動對生態系統服務的影響，為林業縣域集約、節約利用土地，提高生態效益提供依據，為生態服務可持續發展以及天然林保護工程、退耕還林等相關政策的效益評估提供科學支撐。

1 研究區概況

慈利縣隸屬于湖南省張家界市，位于武陵山脈東部邊緣，東北鄰石門縣，東南鄰桃源縣，西北鄰桑植縣，西南鄰永定區[19]。慈利縣位于東經110°27′—111°20′，北緯29°04′—29°41′。慈利縣總面積3 480 km2，東西最大距離72.2 km，最大南北距離69 km。慈利縣處于澧水中游，屬于山區與平原過渡地帶，地勢從西北高處向東南低處傾斜，地貌類型多樣，林地在慈利縣境內占比最高[20]。自2000年慈利縣天然林保護工程實施以來，慈利縣公益林建設有序進行，2014年，慈利縣公益林面積達128 618.8 hm2，重點公益林面積77 157.9 hm2，一般公益林面積為51 458.9 hm2[21]。

2 材料與方法

2.1 數據源

慈利縣1980年、1990年、1995年、2000年、2005年、2010年、2015年、2018年8期土地利用覆蓋遙感解譯數據來源于中國科學院資源環境科學數據中心(http:∥www.resdc.cn)[22]。基于Landsat-TM/ETM和Landsat-8遙感影像，通過人機交互式目視解譯獲得，遙感解譯總體精度為88.95%。根據慈利縣實際土地利用分布情況，按照研究數據需求進行重分類，分為旱地、水田、草地、林地、灌木林、水域、建設用地7種地類。1980—2018年慈利縣土地利用狀況見表1。社會經濟統計數據來源于《湖南統計年鑒》、《張家界市統計年鑒》和《慈利縣志》。

表1 1980-2018年慈利縣土地利用狀況 hm2

2.2 生態系統服務價值估算方法

采用謝高地等的價值當量換算法對慈利縣境內生態服務價值做出評估[23]，將農田生態系統單位面積糧食生產凈利潤當作1個標準當量因子的生態系統服務價值量[24]，中國2010年單位面積生態系統價值當量值為3 406.50元，由于慈利縣數據較難獲得，以張家界市單位面積糧食產量作為慈利縣單位面積糧食產量，從《湖南統計年鑒20 11》中獲得2010年張家界市單位面積糧食產量為4 501元/hm2，與2010年全國單位面積糧食產量4 973.58元/hm2相比，確定其修正系數為0.905，由此可得慈利縣單位面積生態系統服務價值當量為3 082.88元。根據謝高地等確定的不同區域農田生態系統生物量因子表，對研究區生態系統服務價值當量作區域修正[25](其中湖南省的修正系數為1.95)。

生態系統服務價值計算公式為

(1)

(2)

式中:V為生態系統服務總價值;Si為第i種土地利用類型的面積(hm2);VCi為第i種土地利用類型的單位面積生態系統服務價值當量(元/hm2);Vf為第f項生態系統服務的價值(元);VCfi為第i種土地利用類型第f項生態系統服務單位面積價值當量(元/hm2);n為土地利用類型數量。

2.3 生態系統服務相關性

相關性分析描述兩種生態系統服務之間線性相關關系[26]。數值大小，為相關性強弱程度；數值>0，為正相關，否則為負相關，計算公式如下：

(3)

式中:Rxy為兩種生態系統服務的相關性系數;x和y分別為兩種生態系統服務的價值;n為樣本個數;xi為x的第i個值;xmean為x的平均值;yi為y的第i個值;ymean為y的平均值。

2.4 人類活動強度指數評估模型與雙變量空間自相關模型

為了定量化描述生態系統服務受人類活動的影響程度，本文引入人類活動強度指數模型，其計算公式如下：

(4)

式中:HAI為人類活動強度指數;n為土地利用類型的數量;Si為第i種土地利用類型的面積;Ci為第i種土地利用類型的人類活動強度系數;S為研究區的總面積。

人類活動對于不同土地利用類型的影響程度不同，利用人類活動強度系數來定量描述這種程度[27](表2)，并將其代入上述人類活動強度指數評估模型進行計算。

表2 不同土地利用類型的人類活動強度系數

采用雙變量空間自相關分析度量生態系統服務與人類活動強度的空間相關程度[28]。其計算公式如下：

(5)

(6)

將慈利縣劃分成1 km×1 km的格網單元，獲取各個格網單元的生態系統服務價值和人類活動強度指數。利用Geoda軟件進行雙變量局部自相關分析，計算1980—2018年生態系統服務和人類活動強度的空間自相關指數，得到慈利縣Moran′sI散點圖、顯著性地圖和LISA聚類圖，分析生態系統服務價值與人類活動強度權衡協同關系的局部空間自相關格局，其中高高集聚和低低集聚表示協同關系，高低集聚和低高集聚表示權衡關系。

3 結果與分析

3.1 生態系統服務價值變化

3.1.1 單項生態服務功能價值變化 慈利縣在1980—2018年生態系統服務總值呈上升狀態，從315.62億元增加至328.89億元，共增加13.27億元，生態系統服務單項的價值變更較為明顯(表3)。其中食物生產從2000年開始呈減少趨勢，總共減少了0.08億元，主要原因為退耕還林政策使耕地面積有所減少；原料生產功能在40年間有微小波動，氣體調節和維持養分循環功能基本保持穩定狀態；其他服務功能的價值都呈上升趨勢，且逐年遞增，其中水文調節的價值上升最為明顯，在2000年以前大幅度增加，2000年以后緩慢增加，1980—2018年共增加了10.58億元；其次是水資源供給雖然總值為負，但在1995—2000年快速增長，其他時間段也有緩慢增加，共增加了1.15億元，其原因為水域面積在1995—2000年有了大幅度上升，增加了1 115 hm2。

表3 慈利縣1980-2018年生態系統單項服務功能價值變化 億元

旱地1980—2000年減少了184 hm2， 2000—2018年減少629 hm2；水田1980—2000年減少了717 hm2，2000—2018年減少939 hm2。因此耕地的價值始終是減少狀態，其中旱地減少0.19億元，水田減少0.39億元。然而，林地的生態價值卻在逐年增加，1980—2018年增加了1.33億元；灌木林在天保工程實施前價值有所增加，實施后一直呈現遞減狀態，總價值共減少0.5億元，其原因為林地占用了灌木林2.02%的面積，以及有2.29%灌木林轉變為耕地。草地的價值同灌木林一樣也是先增后減的狀態，在天保工程實施前生態服務價值增加0.11億元，實施后減少0.4億元，40年間總計減少0.29億元，主要原因為有4.76%的草地轉變為林地。水域價值在1995—2000年驟增，增加了8.42億元，其原因為江埡水庫的建設使水域的面積大幅度增加。建設用地價值同樣有所增加，增加量為0.8億元，其面積增加了1 185 hm2，相較于1980年增幅達82.7%，可見40年間建設用地擴張明顯，城市化水平迅速提升，至2018年慈利縣城市化水平已達46.97%(表4)。

表4 慈利縣1980-2018年各地類生態系統服務價值變化 億元

3.1.2 生態系統服務價值空間分異 慈利縣生態系統服務價值的空間異質性非常明顯(圖1)。總體來看，生態系統服務價值最高的地方分布在中部澧水區域、東南邊緣一些小型水域以及2000年后慈利縣西北部的江埡水庫；生態系統服務價值較高的地方主要分布在北部、中東部以及南部，這些地區主要地類為林地；價值居中的地區主要集中于西北部和南部，主要地類為草地；價值較低的地區主要集中于中部，由建設用地、耕地等地類交叉組成。由于慈利縣是一個林業縣域，林地面積占比是水域的33倍，因此林地對于慈利縣生態系統服務總價值的貢獻率較其他地類來說更高。

圖1 慈利縣1980-2018年生態系統服務價值空間分布

時間上慈利縣生態系統服務價值的空間分布變化并不明顯(圖2)。相對而言，1995—2000年、2005—2010年慈利縣生態服務價值變化較為明顯，西北部、中部和南部一些區域生態服務價值顯著上升，價值降低的區域面積較少，且無明顯聚集。1995—2000年西北部價值變化極大的區域即為江埡水庫的建設地，江埡水庫位于澧水一級支流溇水中游，1998年建設完成，使慈利縣生態系統服務價值有了顯著提高。而1980—1990年、2000—2005年、2010—2015年、2015—2018年生態系統服務價值變化較其他兩個時間段更弱一些，這與慈利縣這些年土地利用分布變化較少有一定關系。1980—2018年，慈利縣生態服務價值呈上升趨勢，上升區域分布在中部、南部和西北部，但并不集中。

圖2 慈利縣1980-2018年生態系統服務價值變化空間分布

3.2 生態系統服務相關性

1980—2018年慈利縣生態系統服務相關性關系以協同關系為主，其中34組為正向相關、21組為負向相關，協同關系占62%(表5)。在0.05水平上顯著正相關與0.05水平上顯著負相關的數目皆為3組，在0.01水平上顯著正相關和在0.01水平上顯著負相關的數量差距較大，分別為15組和7組，表明協同關系在生態系統關系中占主導地位。供給服務與各項生態系統服務的權衡協同關系較為均衡，協同占55.5%，權衡占44.5%，其中食物生產與除維持養分循環功能之外的服務均呈權衡關系，原料生產與除食物生產和維持養分循環之外皆為相互增益的協同關系，水資源供給與其他服務關系中也是協同為主。支持服務、調節服務和文化服務與其他生態系統服務關系中，均是協同占主導地位。調節服務中氣體調節與其他服務關系較為均衡，且不顯著；氣候調節與食物生產呈顯著的負相關，與原料生產、土壤保持和生物多樣性呈顯著的正相關；凈化環境與支持服務和文化服務較為顯著；水文調節與水資源供給、凈化環境、生物多樣性和美學景觀為顯著的正相關。支持服務中土壤保持與原料生產、氣候調節和生物多樣性之間協同關系顯著；維持養分循環與水資源供給、凈化環境、水文調節、生物多樣性以及美學景觀權衡關系顯著；生物多樣性與除食物生產和維持養分循環之外的服務都為協同關系。文化服務與食物生產、氣體調節和維持養分循環呈權衡關系，其余為協同關系，與凈化環境關系最為顯著。

表5 慈利縣生態系統服務相關關系

3.3 生態系統服務價值與人類活動強度關聯性

3.3.1 人類活動強度時空變化 人類活動強度從低到高分為5個級別，即低、較低、中、較高和高(圖3)。慈利縣人類活動強度以較低為主，集中分布在北部、中部和南部，占地面積極大，主要原因為大部分地類為林地；人類活動強度低的區域較少集中分布在西北部和南部的草地區域；人類活動強度適中和較高的區域分布較為分散，主要分布在水域和耕地周圍；人類活動強度高的區域集中在中北部耕地面積分布較廣的區域、中部主城區以及建設用地和耕地交錯區域。1980—2018年慈利縣人類活動強度分布格局變化不大，但2005—2010年人類活動低強度區域面積明顯減少，有向較低強度轉化的趨勢，而中部高強度區域面積有所增加，表明2005—2010年慈利縣中南部生態質量有惡化的趨勢。2015年生態質量有所好轉，低強度區域面積增加，高強度區域減少，表明人類活動對生態系統服務的干擾得到了有效的控制。

圖3 慈利縣1980-2018年人類活動強度空間格局分布

3.3.2 生態系統服務價值與人類活動強度雙變量空間自相關 生態系統服務與人類活動強度之間具有明顯的空間負相關，Moran′sI散點在4個象限內均有分布，其中第二象限分布較為密集，Moran′sI指數均為負數(圖4)。生態系統服務與人類活動強度之間一直保持負相關性，但顯著性不強；相關性先呈降低趨勢，2005年開始保持穩定狀態。人類活動行為對生態系統進行干擾，對于林地的干擾程度較弱，對于耕地和建設用地的干擾程度較強，然而相對于耕地和建設用地，林地和水域的生態系統服務價值更高。因此，生態系統服務價值和人類活動強度一直保持負相關性。

圖4 1980-2018年慈利縣生態系統服務與人類活動強度Moran′s I散點圖

生態系統服務與人類活動之間協同與權衡關系的空間集聚特征總體較為顯著(圖5—6)。生態系統服務與人類活動強度雙變量空間相關關系在時間尺度上變化不明顯，各集聚類型面積無明顯變化，但低—高和高—低呈集聚態勢，分別占比17%，18%；高—高集聚和低—低集聚占地面積較少，分別占比4%，10%。LISA聚類分析不顯著區域面積占比51%左右，在中部和北部林地與其他地類混合區域。低—高聚集顯著性水平較高，其達到0.001的區域和達到0.01的區域交叉分布，該區域地類基本為耕地和建設用地，分布在中北部和中南部。低—低集聚區域基本達到了0.01的顯著性水平，基本分布在草地區域。顯著性水平為0.05的區域基本為高—低集聚，分布在南部和東部的林地區域，該區域坡度較高，林地較為集中。高—高集聚占地面積極少，分散在慈利縣中部澧水線上。

圖5 1980-2018年慈利縣生態系統服務與人類活動強度雙變量空間自相關顯著性

圖6 1980-2018年慈利縣生態系統服務與人類活動強度雙變量空間自相關LISA聚類圖

4 討論與結論

4.1 討 論

慈利縣生態系統服務價值整體隨年際變化而增加，這與土地利用變化密切相關[29]，慈利縣林地和水域都有所增加，而林地和水域具有較高的生態服務價值。在政策引導下，人類活動迅速而直觀地改變土地利用模式，從而引起生態服務變化，隨著20世紀80年代改革開放的深入，人民進入城市，從零散村落逐步聚集，建設用地不斷擴張和聚集到河流兩岸，1980—2000年慈利縣GDP從1.31億元增至17.99億元，糧食生產地位下降，耕地面積有所減少，但是由于農業內部結構的調整，種植作物的改良，糧食生產等生態系統服務價值基本保持穩定；2000—2018年慈利縣人口從67.41萬人升至69.95萬人，建設用地進一步擴張，而其占用的地類主要為耕地，耕地由于地形位置等因素占用成本較低。雖然，1982年慈利縣制定《慈利縣保護森林、發展林業的暫行規定》，但是由于經濟建設的壓力，2000年前慈利縣林地生態服務價值依舊有所降低。1998年特大洪水的爆發引起政府和人民對生態環境保護的重視，陸續實行了退耕還林政策和天然林保護工程，耕地面積繼續減少，其減少的面積大部分轉變為林地，使得食物生產等生態系統服務價值有所下降；還有一部分被水域占用，水域面積有所增加，但相較于1980—2000年水域增加量較少，水資源供給、水文調節、凈化環境等相關生態系統服務價值仍然有所提升；由于政策實施的滯后性以及林地建設的時效性，2005年開始，林地面積持續增加使調節服務、支持服務等服務的價值提升較多；2000—2018年慈利縣經濟快速增長，GDP從18億元增至192億元，增加了近10倍，人均GDP從3 000元增至3.12萬元，而第三產業占比越來越高(目前旅游收入GDP占比超25%)，這與慈利生態狀況良好、旅游源豐富密不可分，說明慈利縣開展生態保護工作卓有成效，實現了經濟發展與生態保護的雙贏局面。

慈利縣生態系統服務價值表現出了明顯的時空異質性，李輝等[30]對于三峽庫區的研究中同樣表明生態系統服務價值空間分異特征比較明顯。生態系統服務價值較高的地方分布在西北部、中部、東南部的水域以及北部、中東部和南部的林地集中區域，水域單位面積生態系統服務價值高于林地，但是由于慈利縣是一個林業縣域，林地在慈利縣生態系統服務總價值的貢獻率較水域來說更高；西北部和南部的草地集中區域價值居中；價值較低的地區主要集中于中部，由建設用地、耕地等地類交叉組成。在劉鳳蓮等[31]對武漢市生態系統服務價值評估結果中，各地類對生態系統服務價值的貢獻率為水域>耕地>林地>草地>未利用地，與本文評估結果林地>水域>耕地>草地>建設用地有較大的差異。這說明土地利用分布在不同區域有較大的差異性，武漢市作為城市化率較高、經濟發展較快的地區，水域、耕地和林地是生態系統服務價值最重要的部分，而慈利縣作為南方丘陵地帶典型的林業縣域，境內大部分區域為林地，相對來說，人類活動干擾較弱，未來的生態保護應繼續以林地為主，將生態保護重心放在林地的生態質量上，以免因過度關注生態用地的面積而導致的生態質量下降。

協同關系在慈利縣生態系統服務權衡協同關系中占主導地位，而生態系統服務價值與人類活動之間以權衡為主，與前人的研究結果基本一致[26,32]。不同生態系統服務存在相互增益的協同關系或者此消彼長的權衡關系。這是由于對不同服務起積極影響作用的用地類型不同。例如水域主要對水資源供給、氣候調節、水文調節、凈化環境等起積極作用，但是水域面積的增加也會導致耕地、林地的減少，對于食物生產等服務有一定的消極影響，降雨量過多對于耕地、林地的生態質量也會產生負面影響，因此水資源供給與氣候調節、水文調節、凈化環境等為協同關系，且關系顯著，與食物生產則為權衡關系。生態系統服務價值和人類活動強度一直保持負相關性，說明人類活動對生態系統服務產生的影響仍以負面為主。無論是正面影響還是負面影響，人類活動行為對于生態系統服務的影響在小區域都能夠非常迅速的顯現出來。糧食灌溉、防洪泄洪的需求使得慈利縣境內興建水利，1980—2019年慈利縣內建設完成了2個大型水庫、3個中型水庫、84個小型水庫，水域面積持續增加，使得水域生態系統服務價值迅速上升，因此人類活動強度與生態系統服務價值在水域區域呈現高高集聚的協同關系[33]。建設用地基本不為生態系統服務提供增益，但經濟發展的要求使得建設用地的增加不可避免，因此在建設用地區域人類活動強度與生態系統服務價值則呈現高低集聚的權衡關系。研究生態系統服務的權衡協同關系對于滿足經濟發展、保證糧食安全的同時提高生態效益、合理配置土地資源、生態與經濟平衡發展、人與自然和諧共生有重要意義。研究生態系統服務與人類活動強度之間的關系則有利于于推進生態文明建設，將生態建設融入到經濟建設、政治建設、文化建設和社會建設的方方面面，進一步提高生態效益，為決策者制定以及相關利益者更好地實施生態保護政策提供依據。此外，本文僅以土地利用變化作為評估生態系統服務的因素，事實上人類活動對于不同生態系統生態質量的影響也不可小覷，未來研究中應結合更多數據，使生態系統服務評估結果更加精確。

4.2 結 論

(1) 慈利縣在1980—2018年生態系統服務總值呈上升狀態，共增加26.41億元。其中食物生產功能的價值先增后減，氣體調節功能和維持養分循環功能基本保持穩定狀態；其他服務功能的價值都呈上升趨勢，且逐年遞增，其中水文調節的價值上升最為明顯。4個一級生態系統服務中，調節服務的比重相較于其他3種服務來說更大，其次是支持服務，供給服務較弱。林地對于生態系統服務價值的貢獻相對較高。

(2) 慈利縣生態系統服務價值較高的地方主要集中在東部、中部以及西北部和南部，價值較低的地區主要集中于慈利縣中東部，中部、南部和西北部區域價值上升較為明顯。

(3) 協同關系在慈利縣生態系統關系中占主導地位。供給服務和其他服務關系較為均衡；支持、調節和文化這三項服務與其他服務均以協同關系為主。慈利縣人類活動強度以較低為主，生態系統服務價值和人類活動強度一直保持負相關性，以高—低集聚和低—高集聚的權衡關系為主。低—高聚集區表現出較高的顯著性水平，基本分布在耕地和建設用地。低—低集聚、高—低集聚和高—高集聚分別分布在草地、林地和水域。