生态系统服务价值分析
1数据与方法
土壤以石灰土为主,土壤结构不良、质地黏重、缺乏团粒结构。为典型喀斯特中山峡谷地貌,山多、
坡陡、北盘江河谷深切达 980m(图 1),生境要素垂直分异明显,具有典型干热河谷气候特征,冬春温暖干
旱,夏秋湿热,热量资源丰富;年均温 ℃,年均极端最高气温为 ℃,年均极端最低气温为 ℃,
年均降水量 1100mm,但时空分布不均,5―10 月降水量占全年总降水量的 83%;生态环境严酷,石漠化十分
严重,曾是联合国教科文组织界定的不适宜人居环境。示范区于 2000年开始治理工作,初步统计
2000―2010 年示范区共实施封山育林育草 ,栽植顶坛花椒
()、金银花(Lonicerajaponica)、火龙果
(Hylocereusundatus)等经济林 ,实施坡改梯 、人工种草 。通过屋面集雨、坡面
蓄水、泉点引水等方式,基本解决农户饮水问题。花椒、金银花、火龙果已形成气候,成为研究区农户主
要经济收入;“顶坛模式”[22]成为石漠化治理的成功典范。
数据来源 1)土地利用/覆被数据采用 2000年、2005年和 2010年 3期卫星遥感影像(空间分辨率
5m),将研究区划分为耕地、林分、灌丛、经济林、裸岩荒地和其他生态系统 6种类型(2000年涉及除经
济林外的 5种类型)。其中,耕地生态系统包括水田和旱地,林分生态系统包括密林地(有林地),灌丛包括
灌木林地、灌草丛,经济林主要为花椒林,裸岩荒地包括荒草地和裸岩石砾地,其他生态系统包括建筑用
地(居民点、工矿用地、道路交通用地)和水域。在 3S技术平台下,用遥感影像的光谱特征自动提取和人
机交互解译相结合的方法,同时叠加 1U10000地形图、同时期 1U10000土地利用图、1U10000林业二次
调查图(来源于贵州省贞丰县和关岭县国土、林业局)等图件综合分析,最后经过野外实地验证校正,正确
率达到 96%以上,建立研究区生态系统类型空间数据库(图 2)。2)植被生物量测定研究区共设置有 12个
不同植被配置样地,其中灌丛 2个、裸岩荒地 2个、耕地 2个、林分 2个、经济林 4个；每个样方设置
1个 20m×20m样地。于 2005年开始监测,对于 2000年的植被与土壤监测,采用时间代替空间方法,将
2005年对应的类型样地中植被与土壤数据最小值作为 2000年值。林木地上部分生物量运用公式(1)和
(2)[23]进行计算。草本生物量,在样方对角线的两端和中点处选择 5块 1m×1m的子样方,将其内的草本
植物剪至根部,收集称其鲜重,带回实验室在 80℃下烘干至恒重并称其干重,精确到 (表 1)。3)土
壤数据在所设置的 12个不同样地内选择有代表性的采样点,铲去表层约 3cm左右的土壤,然后倾斜向下
切取 10~20cm深度的土壤。将各采样点土样集中一起混合均匀,每块样地采集土样约 1kg,即为混合土壤
样品;同时将已知体积的环刀压入土中取环刀土。将土样一并带回实验室进行理化性质测定,包括:土壤
容重(环刀法)、土壤自然含水量(烘箱法)、田间持水量(威尔科克斯法)、速效钾(醋酸铵浸提火焰光度
法)、有效磷(碳酸氢钠浸提钼锑抗比色法)、碱解氮碱解(扩散法)、有机质(重铬酸钾外加热法)等(表
2)。4)涵养水源量生态系统涵养水源量包括林冠一次最大截留量、枯落物层最大持水量和灌草层最大持
水量。由于处于植被严重退化喀斯特石漠化地区,疏林地无法达到常态地貌下的郁闭状态,林下枯落物层
较薄,其涵养水源量以土壤层涵养水源量计算。土壤层涵养水源量计算公式。土壤田间持水率,n为土壤
的种类数(每种植被覆土壤视为一类)(表 3)。5)土壤侵蚀量数据土壤侵蚀量主要通过沉沙池来测量,沉
沙池建在研究区南岸斜坡中段,是一相对封闭的小流域,流域集水面积 。流域出露岩石全为垄
头组碳酸盐岩,坡度 26~35。径流小区建设时,生态系统类型构成中耕地占 %、林分 %、灌丛
%、裸岩荒地 %、其他 %。通过拦截将流域径流汇入沉沙池(沉沙池长 、宽 、深
,其长轴方向和流域一致)。于 1999年开始水土流失监测，每年 3月、8月、12月 3次将沉沙池收
集到的土壤带回实验室烘干称重,累计得到土壤年流失量。计算得到土壤侵蚀模数,2000年、2005年和
2010年土壤侵蚀模数分别为 •km2•a1、•km2•a1和 •km2•a1。以面积比例测
算示范区土壤流失量。6)其他数据社会经济数据源于课题组 2000年、2005年、2010年以农户为单位进
行的实际调查统计得到。
生态系统服务价值评估方法
产品供给生态系统的产品供给价值可以通过市场交换来实现[19]。研究区经济产品主要有林花
椒、红龙果、金银花,粮食有玉米、花生、红苕,牲畜有猪、牛、鸡,在调查过程中归为粮食种植收入、
经济林收入和畜牧业收入 3项统计,经价格指数调整后作为产品服务价值(表 4)。
保持土壤土壤保持价值是石漠化生态系统最为重要的服务类型之一。根据不同年份土壤流失面积
(耕地+林分+灌木+经济林+裸岩荒地面积)计算得出流失量。采用影子工程法,以该区域 2010年土地整理
工程客土覆盖单价 元•m3计算研究区土壤保持价值。
涵养水源价值生态系统涵养水源量包括林冠一次最大截留量,枯落物层最大持水量和灌草层最大
持水量。由于处于植被严重退化喀斯特石漠化地区,林分无法达到常态地貌下的郁闭状态,林下枯落物层
较薄,其涵养水源量以土壤层涵养水源量计算。采用替代成本法,以研究区 2010年饮用水水价 元
•m3估算涵养水源的价值。
固定 CO2和制造 O2价值植物固 CO2:根据光合作用反映方程式,推算每形成 1g干物质,需要吸收
,释放 [25]。根据监测的林木和草本生物量计算出生态系统固定 CO2量和释放 O2量;采
用市场价值法,生态系统的固碳价格按碳税法[元•kg1(C)][26];O2以我国工业制氧影子价格计。
维持与增加土壤肥力在野外实地监测的基础上,将土壤样品带回实验室测试,获取土壤有机质、水
解氮、有效磷、速效钾含量。有机质生产影子价格按 元•t1计算[25];氮、磷、钾将其转变为相
应的化肥量,再采用市场价值法,以尿素 2500元•t1(氮含量 46%)、磷肥 800元•t1(磷含量 20%)、钾肥
3500元•t1(钾含量 30%)的市场价值来估算肥力保持的价值。
2结果与分析
生态系统类型转变与面积变化研究区 10a的生态系统类型变化过程中,发生转变的面积 ,占
总面积的 %。其中林分、灌丛、其他生态系统面积有所增加,而耕地、裸岩荒地面积大幅度减少。
经济林面积增加最快,其次为林分、其他生态系统和灌丛;面积减少最大的是耕地,其次为裸岩荒地(表
5)。研究区生态系统变化与生态治理工程的类型、实施场所密切关联。经济林面积增加主要归因于大面
积坡耕地退耕还林为花椒林,林分面积增加因灌丛经过 10a的恢复演变为林分,灌丛面积增加主要因裸岩
荒地生态治理后演变为灌丛,其他生态系统增加主要因研究区公路建设、居民用地增加所致。这些土地
的增加从而导致耕地、裸岩荒地面积减少。2000―2005 年研究区生态系统类型发生转变的面积
,占土地总面积的 %,主要变化区域集中在河谷岸坡两侧实施退耕还林区域。其中以耕地和
裸岩荒地向经济林转变最为强烈,5a间耕地和裸岩荒地向经济林转出面积占总转变面积的 %,其余各
类型生态系统之间的转变程度比较微弱(表 5)。2005―2010 年研究区生态系统类型发生转变的面积仅占
总面积的 %,与上一阶段相比转变强度明显降低,变化区域较为分散。其中,以裸岩荒地向灌丛转变为
主,占这一阶段发生转变面积的 %。其余生态系统相互转变程度较小。相比较,生态系统转变主要在
前期,这和研究区大面积治理工程在 2000―2003 年实施有密切的关系。
生态系统服务价值变化
产品供给 2000―2010 年研究区产品供给价值共增加 ×107元,其中经济林和畜牧业收入贡献
率达 %,粮食收入仅为 %。经济林和畜牧业成为主要经济来源,生态治理措施产生了良好的经济成
效。粮食种植收入减少一方面因为耕地面积减少,另一方面也反映传统种植业效益低下。与 2000年相
比,2005年产品供给价值增长 ×106元,年均增长 ×106元;2005―2010 年增长 ×107元,年增
长 ×106元。后期增幅较前一段比较大,其中经济林收入翻了 6倍,主要受花椒栽植后 5年才能进入
盛产期的影响。
涵养水源 2000―2010 年研究区生态系统的水源涵养价值共增长 ×106元(表 6),其中,林分、
灌丛和经济林生态系统的水源涵养价值共增加 ×106元,而耕地和裸岩荒地生态系统涵养水源价值减
少 ×106元。前期水源涵养价值增长额度占其总增长量的 %,比后期增长幅度大,其原因是低服
务功能的裸岩荒地向高服务功能的经济林生态系统转移时间主要发生在前期。两个阶段均显示林分、灌
丛和经济林生态系统的水源涵养价值增加,而耕地和裸岩荒地涵养水源价值减少。从单位面积生态系统
水源涵养价值看(图 3),2000―2010 年价值均呈增长趋势,表明退化生态系统治理后的保水能力增强;同
时反映耕地和裸岩荒地涵养水源总价值的减少是由于景观面积大幅度减少所造成的。在不考虑生态系统
转变对涵养水源影响情况下,以 2005年单位生态系统水源涵养价值为系数乘以 2010年景观面积,得出涵
养水源价值增加为 ×106元,占 2005―2010 年该项价值增幅的 %,说明价值的增加主要贡献为生
态治理后系统内该项价值的提升,而不是生态系统类型变化引起的。
保持土壤 2000―2005 年研究区生态系统的土壤保持价值一共增加 1274元,年增长 255元;与 2005
年相比,2010年研究区生态系统的土壤保持价值共增加 2432元,年增长 486元。保持土壤价值增加一方
面是生态治理后研究区土壤侵蚀面积减少,另一方面是土壤侵蚀模数降低。但总体上土壤保持价值变化
较小,这与所处环境水土流失特殊性有关,一是流域成土母岩为较纯的碳酸盐岩,成土速率低,裸岩面积比
率高;二是土壤被长期侵蚀,流失和可流失的量少[27]。同时,也反映生态恢复前期植被类型、面积比例
虽然发生明显变化,但还不能很好地阻止水土流失。另外研究区前期恢复主要峡谷两岸的经济林,但径流
从坡地中上部分汇集流经花椒林地过程中一样带走大量泥土。生态恢复后阶段,坡地中上部植被得到恢
复,固土保水能力增强,坡面径流减少。因此,退化生态系统整体恢复改善后,才能有效控制区域整体水土
流失。
固定 CO2、释放 O2价值 2000―20010 年研究区生态系统固定 CO2、释放 O2价值共增加 ×107
元,除耕地外其他类型生态系统该项价值均增加,其中以林分和灌木林生态系统增幅为显著,贡献额度最
大。在总增加额度中后阶段所占比例较大,为 %。单位面积生态系统固定 CO2、释放 O2价值除耕地
没有发生变化外,其余类型生态系统价值均呈增长趋势,生态治理后系统固定 CO2、释放 O2能明显增强
(图 4)。同时耕地该项功能价值减小原因是景观面积的减少。采取 相似方法,得出固定 CO2、释放
O2价值增加为 ×107元,占 2005―2010 年该项功能增加总值的 %。价值的增加一方面因从固定
CO2、释放 O2价值的低服务功能生态类型向高服务功能类型转变;另一方面来源于生态治理后,系统内该
项服务价值的提高,其中前者起着主要作用。
维持与增加土壤肥力 2000―2010 年研究区土壤肥力价值一共增加 ×107元,各类型生态系统
该项价值均有不同程度增加;在总增加额度中后阶段所占比例较大,为 %。从单位面积看,生态恢复
后各类生态系统土壤肥力服务价值亦均呈增长趋势,且同样表现出后期增加趋势更明显(图 5)。同时,土
壤肥力服务价值增加主要归功于生态恢复后系统内该项功能价值的提高,且这部分贡献占绝对主导作
用。
生态系统服务总价值变化石漠化生态系统服务价值在生态恢复后显著增加,10年间共增加了
×107元。其中,前期年均增长 ×106元;后期年均增长 ×107元,较前期增长更为显著。不同
恢复阶段生态系统服务功能增长部分构成中,固定 CO2、释放 O2价值,产品供给价值和土壤肥力都是主
要组成部分(表 7)。
3结论
研究区生态系统服务价值的增加一方面源于服务价值低的生态系统向服务价值高的演变(10年间研究区
耕地和裸岩荒地向经济生态系统转出 ),但不是引起研究区生态系统服务价值大幅度上升的主
要原因;另一方面归功于生态治理后系统内部服务价值的增加,其贡献率大于 80%,是驱动区域整体生态
系统服务价值变化的主导因素。喀斯特石漠化生态系统在治理后类型间发生明显转变与空间替
代。2000―2010 年研究区生态系统类型发生转变的面积占总面积的 %,其中前期发生转变面积占总
转变面积的 %;后期占 %。生态系统转变强度、场所与所实施的生态治理工程的数量、区域密切
相关。研究区大规模生态治理工程主要在 2000―2003 年实施,区域为河谷岸坡两侧退耕还林(栽植‘顶
坛花椒’),因此,前期转变较为强烈,且主要场所集中在峡谷两侧。同时,退耕还林实施后,生态系统转变
较为快速、集中和强烈;而同期实施的自然和人工辅助恢复区域,生态系统类型在前后两期变化都不剧
烈,表现为随着时间推进在缓慢演变。生态恢复措施实施后生态系统类型间发生转变响应较快,相比较服
务功能价值变化有一定滞后性。研究区保持土壤、固碳释氧、土壤肥力服务价值增加幅度都呈现出前期
较小后期较大的特点。生态治理后尽管植被较快得到恢复,但生态系统保土蓄水、固碳释氧、改善土壤
环境等功能整体提升还不明显;在经过 5年恢复期后,各项功能价值才表现出大幅度增加,退化生态系统
才得到很好的恢复和好转。生态系统服务价值极为复杂,在本研究评估的仅是 5项主要服务功能指标,尚
不能准确反映区域生态系统价值变化,但其基于实地监测、调查数据基础上的估算值,有一定参考意义。
作者：高渐飞 熊康宁 单位：贵州省山地资源研究所 贵州师范大学中国南方喀斯特研究院 国家喀斯特
石漠化防治工程技术研究中心
