基于土地利用—生态系统耦合模型的生态系统的建设策略分析.docx

1、基于土地利用 生态系统耦合模型的生态系统的建设策略分析 生态系统服务是指通过生态系统自身的结构、过程和功能，直接或间接地得到生命支持产品以及提供服务 1-2。根据相关研究提出的生态系统服务功能分类 3-4，生态系统服务功能可以归纳为供给功能、调节功能、生命系统支持功能和文化娱乐功能等。其中，为人类提供食物、工业原材料等可以商品化的功能，称为直接价值功能；而气候条件、水源涵养等难以商品化的功能，称为间接价值功能。生态服务功能的间接价值虽然不表现在国家的核算体制上，但它们的价值可能大大超过直接价值。 Costanza 在1997 年最先开展了对全球生态系统服务价值的系 统评估工作，确定了生态服务价

2、值的评估原理和科学意义之后，生态服务价值研究已成为当今生态系统可持续性研究的热点之一。 土地利用变化是目前人地系统研究中的一个重要方面，它对环境和生态的作用在全球环境变化研究领域受到高度重视。土地利用的生态服务价值首先表现在它不仅是农业和畜牧业发展的重要物质基础，而且还具有生物多样性保护、涵养水源、防风固沙等重要生态功能。同时，土地利用是人类最基本的经济活动，它的不断变化也会引起生态系统结构和功能的变化，从而导致生态服务价值的改变 6-7，因此，研究土地利用变化下的生态系统服 务价值具有重要意义。目前，我国对于土地利用驱动下生态服务价值的变化做了大量的研究，主要体现在：欧阳志云、王伟等对生态系

3、统服务的概念、内涵和价值评估方法进行了阐述 7-8；谢高地等对中国自然草地和青藏高原高寒草地的生态系统服务价值进行了评估，并根据 Costanza 提出的核算理论利用专家打分法制定了中国生态系统服务价值当量因子表。此后，以中国生态系统服务价值当量因子表为基础，结合不同研究区土地利用变化的生态系统服务价值评估大量展开 10-18。此外，基于遥感和GIS 技术研究土地利用 /覆盖变化背景下区域生态系 统服务价值变化的研究也逐渐增多 19-22，并对草地、森林、流域等生态系统服务价值进行评估。这些研究主要对当年的价值进行静态分析，且依赖于经济学理论，而缺乏对生态系统自身规律的分析。关于土地利用结构和

4、格局与生态服务价值的内在联系的定量研究较少。由于生态系统的服务功能与生态系统自身的结构与过程有关，且极易受到不同区域地理、气候的影响，因此，能够进行土地利用格局变化、生态系统结构、生态过程与服务功能的关系分析，可进一步为生态服务功能评价提供相对可靠的生态学基础，也成为目前研究的一个方向。本研究基于土地利用陆地 生态系统耦合模型（ TESim_R 模型），通过对气象、植被、土壤以及控件属性等参数的输入，得到不同土地利用模式下的生态过程数据，并在此基础上依据不同的生态服务功能，对土地利用的生态服务价值进行评估。 开题报告 1 研究区概况 中国北方农牧交错带是分隔我国北方东部农区与西部天然草地牧区的

5、生态过渡带，斜贯东北 -西南，北起大兴安岭西麓的呼伦贝尔，西至青海东部，南至宁夏南部，总面积约为 72.6 万 km2，包括有 10 省 205 县（旗），总人口约 6 000 多万，在地理上具有很强的过渡性，同时该地区自然资源条件多样和相当脆 弱，使得该研究区成为我国一个重要的生态脆弱区和生态过渡带。此外，随着人类活动长期以来的超强度利用和干扰，该区域的土地利用强度与空间格局发生了巨大变化，严重影响了生态服务功能的发挥。因此，以中国北方农牧交错带为研究对象，研究土地利用数量结构和空间格局变化对于陆地生态系统服务价值的影响具有重大实际意义。 2 研究方法 2.1 数据来源及处理 （ 1）土地利

6、用数据：本文中使用的土地利用数据有 4 期， 20 世纪70 年代的土地利用数据来源于中国科学院地理与资源研究所 1992 年发布的1400 万土地利用空间分布图，其他 3期的 数据来源于 80年代中期， 90年代初期和 2000 年的 TM遥感影像的解译结果。 （ 2）气象、地形数据：来源于中国科学院地理科学研究所 1992年发布的 1400 万数字地图中的中国地貌图、中华人民共和国国家测绘局 1995 年编制的 125 万地形高程数据库。气候资料数据来源于中国气象局气象站点数据，选择了中国北方农牧交错带及其周边地区 133 个站点的数据，时间范围为 19761999 年。 （ 3）统计数据

7、：包括 19761999年的全国统计年鉴，中国北方农牧交错带 10省统计年鉴，每年林业统计年鉴、最近时期的调查数据。价格数 据来源于中国统计年鉴以及实际调研数据。 2.2 土地利用生态系统耦合模型 土地利用陆地生态系统耦合模型（ TES-LUC 模型），该模型包括几个大的模块，土地利用动态过程模块、净第一性生产力模块、水分运动模块、土壤侵蚀模块、碳氮元素循环模块，模型的驱动因素为气象、植被、土壤以及地理空间属性和不同植被的相关生理参数等。利用不同的输入参数，可以得到不同土地利用空间格局下的生态系统过程数据。针对研究区的土地利用实际情况，使用实际气象数据资料作为驱动，各种空间属性、植被以及土壤等

8、相关参数，以及相关变量的初始值形成输入文 件，驱动土地利用生态过程耦合模型 TES-LUC，在模型进行多次迭代运算之后，得到 4期土地利用现状下研究区不同格点的净初级生产力（ NPP（ x）、平均土壤侵蚀量（ E（ x）、平均土壤含水量（ Q（ x）以及平均土壤有机质含量（ U（ x）的模拟结果，以及区域整体平均的净初级生产力（ NPP（ x）、平均土壤侵蚀量（ E（ x）、平均土壤含水量（ Q（ x）以及平均土壤有机质含量（ U（ x）的模拟结果，随后进行各个格点以及研究区整体生态服务价值的计算。 2.3 生态系统服务价值评价方法 根据 Costanza等人的分类 方法，考虑到研究区的地理地

9、貌特征和植被土壤类型，本文将研究区生态系统服务价值划分为初级生产、气候调节、养分循环、水源涵养、侵蚀控制五大类评价指标，以土地利用生态系统耦合模型模拟的净初级生产力（ NPP）输出值为基础，分别计算 5个类别的生态服务价值，各类别指标服务价值的评估方法如下。 2.3.1 初级生产价值 净初级生产力（ NPP）和生物量是反映有机物质生产的两个重要指标，生物量是反映物质的储存量，而初级生产力是反映某一时间段（如一年）所生产的有机物质量，利用 TES-LUC 模型 思想汇报 模拟的净 初级生产力（ NPP），根据有机物质的单位质量价值，换算得到研究区内生态系统初级生产的价值，具体计算公式为： Vn=

10、NPP（ x）Pn（ x） 式中， Vn 为初级生产的生态系统服务价值（元）， NPP（ x）为每个栅格内的 NPP 模拟均值， Pn（ x）为单位有机物价值。 2.3.2 气候调节价值 在评估生态系统固定 CO2 和释放 O2 两项服务功能时，根据光合作用与呼吸作用的反应方程式，推算每形成 1 g干物质需要的 CO2的量（一般取 1.62 g）和释放 O2的量（一般取 1.2 g）；然后利用碳税法估算吸收 CO2的功能价值，工业制氧法估算释放 O2 的功能价值， 计算公式为： Vr=1.62NPP（ x） Pr Vo=1.2NPP（ x） Po 式中， NPP（ x）为 TES-LUC模型模

11、拟的每个栅格内的 NPP， Pr、 Po分别为碳税法中 CO2的单位质量价值和工业制氧法中的工业制氧价格， CO2 的单位质量价值借用瑞典碳税率 0.15 美元 kg-1（ C）来计算，换算成吸收 CO2 的税率为 3.3610-4 美元 g-1（ CO2）； O2 的工业制氧价为 410-4 元 g-1 （ O2）。 2.3.3 养分循环价值 生态系统中的植被在生长过程中，能够同时固定其他养分物质，这些营养物质通过复杂的食物网而循环再生，并成为全球生物地化循环不可或缺的环节。评估生态系统在养分循环中的作用时，以 TES-LUC模型模拟的NPP 为基础，估算其重要营养物质氮、磷、钾在生态系统中

12、的年吸收量。根据统计资料，氮、磷、钾肥的平均价格分别为 400， 350， 350 元 t-1；对应的纯氮、磷、钾元素的折算率分别为 79/14， 506/62， 174/78，即： 作文 Vu=Vun+Vup+Vuk Vun=NPP（ x） Rn1Rn2Pn Vup=NPP（ x）Rp1Rp2Pp Vuk=NPP（ x） Rk1Rk2Pk 式中， Vu 为区域生态系统在一时间段内吸收的营养物质价值； Vun、 Vup、 Vuk 分别为吸收的氮、磷、钾元素价值； Rn1、 Rp1 、 Rk1 分别为各类生态系统中氮、磷、钾元素在有机物中的分配率（表 1）； Rn2、 Rp2、 Rk2 为纯氮、

13、纯磷、纯钾分别折算为氮肥、磷肥、钾肥的比例； Pn、 Pp、 Pk 分别为区域时间段内氮肥、磷肥、钾肥的平均价格。 2.3.4 水源涵养价值 涵养水源是生态系统的一个重要功能，可以参照李金昌等的研究方法来评价生态系统对涵养水源的间接经济价值。通过 TES-LUC模型模拟水分的垂直运动得到不同土壤层的土壤体积含水量。而土壤涵养水源类似于水库蓄水，因此，通过建立需水量为 1 t 的水库的费用来估算涵养水源的价值，查阅工程造价成本可知，中国每建设 1 m3 库容的平均成本花费为 0.67 元。 Vw=Q（ x） Pw（ x） S（ x） 式中， Q（ x）为 TES-LUC 模型模拟的土壤含水量，

14、Pw（ x）为建成单位库容的花费成本， S（ x）为对应的面积。 2.3.5 土壤侵蚀价值 根据水利部颁 布的土壤侵蚀分级分类标准，土壤侵蚀包括减少土地损失面积的价值、减少土壤肥力损失的价值和减少泥沙淤积的价值，可通过 TES-LUC模型模拟的土壤侵蚀量和土壤有机质对这一价值进行计算。 （ 1）土地面积减少量。主要根据土壤侵蚀量和土壤耕作层的平均厚度来计算，以我国土壤耕作层的平均厚度（ 0.3 m）作为土层厚度，采用土地的机会成本法估算土地面积减少的经济价值，计算式为： Vss（ x） =E（ x） +0.3OC（ x） 式中， Vss（ x）为每个栅格处在一段时间内减少的土地面积损失价值，

15、E（ x）为 TES-LUC 模型模拟 的土壤侵蚀量， OC（ x）为土壤生产的机会成本（元 m-2）。其取值是根据不同的生态系统类型来确定的，如表 2 所示。 （ 2）土壤肥力损失量。保持土壤肥力主要包括减少有机质损失，氮、磷、钾损失，分别由以下公式计算： Vfec（ x） =E（ x） U（ x） Pfc Vfec（ x） =E（ x） N（ x） Pfn Vfep（ x）=E（ x） Cp（ x） Pfp Vfek（ x） =E（ x） Ck（ x） Pfk Vfe（ x） =Vfec（ x） Vfen（ x） Vfep（ x） Vfek（ x） 式中， Vfec（ x）、 Vfen（

16、x）、 Vfep（ x）、Vfek（ x）分别为减少 N、 P、 K损失的功能价值， E（ x）为 TES 模型模拟的土壤侵蚀量； U（ x）为 TESim 模型模拟的单位土壤有机质含量； N（ x）、 Cp（ x）、 Ck（ x）、分别为土壤的纯 N 化肥当量，纯 P化肥当量和纯 K化肥当量； Pfc、 Pfn、 Pfp、 Pfk 分别为柴薪、氮肥、磷肥、钾肥的平均价格。土壤中的氮元素、磷元素和钾元素含量则参考研究区的文献数据北方农牧交错区 部分（表 3）。 （ 3）泥沙淤积价值。通常，土壤侵蚀会导致部分泥沙淤积于水库、江河、湖泊等处，并直接造成其需蓄水量的下降，从而在某种程度上加剧干旱、洪

17、涝等灾 害的发生。生态系统减少的这部分损失的价值可以近似根据蓄水成本来计算： Vst（ x） =E（ x） Ltr（ x） Pre（ x） 式中， Vst（ x）为生态系统在一段时间内减少淤泥损失的价值； E（ x）为 TES模型模拟的土壤侵蚀量； Ltr（ x）为总侵蚀量中会造成淤积的泥沙比例； Pre（ x）为平均库容工程费。 综合上述 3项因子价值，最终可得土壤侵蚀功能价值为： Usr=Vss+Vfe+Vst 2.4 价格参数的处理 由统计资料不难发现，物价水平在 19762000 年的模拟期间，有着显著的上升趋势。由于生态效益评估涉及到不同年份 间生态系统服务价值的比较，根据区域生态资

18、产计算的特点，且受限于价格数据的来源，因此，必须对不同年份的价格变量进行转换和折算。本研究采用消费物价指数（ Consumer price index， CPI），以 1978 年为货币基准年，近似处理不同年份得到的价格数据（图 1），从而纳入统一的评估框架。 总结大全 将所有价格数据和中间参数小结如下，表 4展示了评估框架中，价格参量的数值、单位、数据来源和涵义。 3 结果与分析 3.1 不同土地利用数量结构下的生态服务价值 表 5给出了从 20 世纪 70 年代 2000 年研究区土 地利用类型数量结构变化的统计结果。从表 5中可以看出，我国北方农牧交错带土地利用结构以草地和耕地为主，分别

19、占到总面积的 33.26%（ 2000 年）和 41. 总结大全 63%（ 2000 年），合计达到 74.89%。自 20 世纪 70 年代到 2000 年，土地利用结构发生了较大变化，从总体趋势来看，可以分为两个阶段，第一阶段为 20 世纪 70 年代到 20 世纪 80 年代后期，土地利用数量结构剧烈变化。其中，耕地、草地所占面积急剧增加，其中增幅最大的是草地，上升了 11%；而林地所占面积则大幅下降，产生原因可能是由于社会经济的 快速发展和人口的急剧增加，大量的林地转化为可用于耕种的耕地和可用于放牧的草地。另一阶段是 1980年代后期到 2000年，土地利用变化方向产生一定转变，且土地

20、利用变化程度减缓，其中，耕地保持平稳上升趋势，林地经过小幅上升后略有下降；而草地保持略微下降趋势。表明土地利用类型逐渐由林地向耕地和草地转化。另外，为了防风固沙、保持水土，一些防护林工程也陆续开始实施，使得 1980年代后期的林地所占面积有所回升。 运用前文所述方法，对研究区生态服务价值进行计算，结果见表 6。从表中可以看出，从生态服务价值总值来看，中国北方农 牧交错带的生态服务总价值变化，大体上可以分为两个阶段，从 20 世纪 70 年代到 20 世纪 90 年代，生态服务总价值由 1 434 亿元下降到 1 291 亿元，这是因为土地利用变化总体趋势为耕地和草地大量增加，林地减少。而耕地和

21、草地的单位生态服务功能价值指数远远小于林地。从 20 世纪 90年代到 2000 年，生态服务总价值开始回升，这也与土地利用数量变化程度减缓和生态环境效益改善有关系。从不同土地利用类型所占的生态服务价值的数量比例来看，草地由于其面积较大，它所占的比重最高，平均每年占总生态服务价值的 40%以上；林地的面积比例尽 管下降，但其生态服务价值比例却逐渐升高；而耕地的生态服务价值所占比例相对稳定，为 30%左右。不同生态系统所占的生态价值比例也充分体现了该区域土地利用以农业和牧业用地为主的显著特点。随着土地利用变化的加剧，不同生态系统生态价值也随之变化。 3.2 不同土地利用空间格局下的生态服务价值

22、由前文所述方法运用 GIS 软件得到中国北方农牧交错带不同时期生态服务价值空间分布图（图 2）。从图 2 中可以看出，研究区生态服务价值受土地利用类型的影响相当明显，总体上呈现从东北向西南递减的趋势，由于研究区东北部主要分布着森林植被 ，其生态服务价值比较高，大部分高于 10 000 元 hm-2左右；中部为内蒙古高原向黄土高原过渡区，分布着较多的草地和耕地，生态服务价值约在 3 000 元 hm-2左右，南部为青藏高原向黄土高原过渡区，生态服务价值偏低，多低于 1 000元 hm-2。从 20世纪 70年代 20世纪 90年代期间，大量的林地向耕地和草地转移，研究区的生态服务价值呈现整体降低

23、趋势，中西部地区尤为明显。其中， 20 世纪 70 年代 20 世纪 80 年代年间，生态服务价值在中西部小部分地区略有下降； 20 世纪 80年代 20 世纪 90 年代期间，研究区全区生态服务价值有 一定程度的减弱，其中以中西部地区最为明显，耕地和草地的生态环境进一步恶劣； 20世纪 90年代 2000年间，区域生态服务的空间变化趋势减缓，从图中较难看出明显差异，这与之前的数量分析结果相对应。 进一步对全区生态服务价值进行分级，并统计各级栅格个数（表 7），可以看出，20 世纪 70 年代研究区生态服务价值主要集中在 1 000 3 000 元 hm-2的区间，共占了生态服务总值的 58%

24、，生态服务功能价值较高； 20 世纪 80 年代，全区生态服务价值分布在 1 000 3 000 元 hm-2 之间的比例基本持平，但大于 4 000 元 hm-2 的比例显著下降，表明高生态服务价值区逐渐减少； 20 世纪 90 年代，生态服务价值主要集中在 1 000 2 000 元 hm-2之间，其中低于 1 000元 hm-2的面积比例明显增大，而高于 4 000元 hm-2比例继续减少，表明区域生态服价值继续降低； 2000 年，全区生态服务价值在低于 1 000元 hm-2之间的分布最多，达 39.01%，而高于 4 000 元 hm-2的比例也降至10.51%。生态服务价值两极分

25、化日趋严重。 开题报告 4 结论与讨论 参照前人研究成果，结合研究区实际情况，我们确定了研究区土地利用生态服 务价值的计算方法。并利用土地利用生态系统耦合模型的模拟数据作为基础数据，通过 GIS等手段实现对中国北方农牧交错带生态服务价值的时空格局变化的研究。本研究基于生态系统过程，然后将直接和间接市场价值引入生态系统服务评价体系，从而把生态系统过程和社会经济紧密联系起来，使评价结果更加客观和可靠。 为了验证本文计算结果，将他人研究成果进行简单的面积比例折算，与本研究的结果对比分析（均进行物价指数处理）。经过文献检测发现，国内其他大尺度的自然及社会条件相近地区的生态系统服务评价工作大部分在 19

26、90 年代开展，其中包括：运 用遥感技术对内蒙古生态资产测量，经过折算后结果为 1 663.9 亿元；利用直接和间接价值计算法评估青藏高原，折算到本研究面积的生态系统服务价值为 2 658 亿元。本文评价结果表明，中国北方农牧交错带的生态系统服务功能平均总价值在 1990 年代为 1 255 亿元，由于本研究只是不完全评估了 5 种生态系统服务，因此可以认为，本研究与众多其他研究的评价结果在数量上基本一致。 本研究的生态经济分析结果表明，不同的土地利用数量结构对生态服务价值有重要影响。由于 1970年代至 1990年代，土地利用结构主要表现在林地大量减少，耕地 和牧草地大量增多，导致高生态服务价值用地向低生态服务价值用地转化，北方农牧交错带生态总价值在 30 年中从 1 434 亿元降低到 1 070 亿元。进入 1990 年代中后期，随着土地利用结构变化日趋平缓及一些政策促进生态环境的改善，北方农牧交错带生态效益总价值开始逐步回升。