郭貝貝，金曉斌，林憶南，楊緒紅，周寅康

南京大學(xué)地理與海洋科學(xué)學(xué)院, 南京 210023

基于生態(tài)流方法的土地整治項(xiàng)目對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的影響研究

郭貝貝，金曉斌*，林憶南，楊緒紅，周寅康

南京大學(xué)地理與海洋科學(xué)學(xué)院, 南京 210023

將土地整治活動(dòng)作為外界對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)(項(xiàng)目區(qū))集中性的外部激勵(lì)，以陜西關(guān)中鳳翔縣典型土地整治項(xiàng)目為例，分析了項(xiàng)目實(shí)施前后生態(tài)流(物質(zhì)流、能量流、信息流)變化狀況，建立了土地整治生態(tài)影響概念性模型，明確了相應(yīng)生態(tài)流的流向與路徑關(guān)系，使用可用能法和能值法測算項(xiàng)目區(qū)外部輸入及生態(tài)產(chǎn)品輸出，應(yīng)用生態(tài)流分析法，對(duì)土地整治項(xiàng)目生態(tài)流和系統(tǒng)效率進(jìn)行了定量計(jì)算。根據(jù)設(shè)定的土地整治工程使用年限，評(píng)估了項(xiàng)目實(shí)施后區(qū)域凈生態(tài)價(jià)值、自然資源依賴度、可更新資源依賴度、生態(tài)產(chǎn)出率、生態(tài)承載力和生態(tài)可持續(xù)度等指標(biāo)的時(shí)間變化過程。得到以下研究結(jié)果：(1)可用能法和能值法測算出的系統(tǒng)生態(tài)效益均呈現(xiàn)由項(xiàng)目建設(shè)初期陡降為負(fù)值，而后指數(shù)增加，再趨于平穩(wěn)的過程；(2)可用能法測算出項(xiàng)目實(shí)施后的第29年，生態(tài)效益由虧轉(zhuǎn)盈，體現(xiàn)出系統(tǒng)從被擾亂后恢復(fù)自然平衡狀態(tài)的過程；(3)能值法測算出項(xiàng)目實(shí)施后的第4年，生態(tài)系統(tǒng)趨于平衡狀態(tài)；(4)研究區(qū)土地整治項(xiàng)目的經(jīng)濟(jì)效益為負(fù)，于項(xiàng)目實(shí)施3a后趨于平穩(wěn)，總投資中農(nóng)業(yè)生產(chǎn)年投入占資金總額的78.35%。通過可用能和能值方法的結(jié)合，可以定量計(jì)算系統(tǒng)穩(wěn)定性，為土地整治項(xiàng)目的物質(zhì)、勞動(dòng)力和資金投資選擇等提供借鑒。

土地整治；農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)；生態(tài)流；可用能；能值；寶雞鳳翔

土地是人類賴以生存的基礎(chǔ)，是人類最珍貴的自然資源，隨著人口增長，經(jīng)濟(jì)發(fā)展，以及城市化和工業(yè)化迅速推進(jìn)，土地尤其是耕地，在確保糧食安全、拓展發(fā)展空間、建立生態(tài)紅線、建設(shè)美麗中國的道路上承受的壓力越來越重。土地整治是世界上許多國家解決社會(huì)經(jīng)濟(jì)發(fā)展過程中土地利用問題，調(diào)整土地利用結(jié)構(gòu)和布局，改善土地關(guān)系的活動(dòng)和推動(dòng)農(nóng)村發(fā)展的政策工具[1]。在此宏觀背景下，土地整治仍將在我國糧食安全戰(zhàn)略方面擔(dān)任重要的角色，其具有持續(xù)性和規(guī)模性。而隨著新型城鎮(zhèn)化的推進(jìn)，土地整治將不僅增加耕地?cái)?shù)量、提升耕地質(zhì)量，確保糧食安全，而且與新型城鎮(zhèn)化以及城鄉(xiāng)統(tǒng)籌發(fā)展相結(jié)合，逐步由自然性工程轉(zhuǎn)變?yōu)榫C合性社會(huì)工程，成為破解目前存在的農(nóng)村分散性經(jīng)營與現(xiàn)代農(nóng)業(yè)規(guī)?；厔葜g基本矛盾的重要途徑或方式[2]。因此，土地整治一方面在增加有效耕地面積適度提升耕地質(zhì)量的同時(shí)將富有更深刻的時(shí)代內(nèi)涵，同時(shí)業(yè)已成為我國現(xiàn)階段最為顯著的土地利用方式之一。

與歐洲地區(qū)廣泛開展的，以地塊歸并、生態(tài)環(huán)境與景觀建設(shè)為重點(diǎn)[3-4]的土地整治相比，我國在集體土地所有制背景下，受產(chǎn)權(quán)制度、地塊分散等因素的影響，現(xiàn)階段土地整治主要以提升農(nóng)田水利基礎(chǔ)設(shè)施水平和配套率，以穩(wěn)定耕地?cái)?shù)量和提高耕地質(zhì)量為主要目標(biāo)。據(jù)統(tǒng)計(jì)，2006—2012年，國家共安排土地整理項(xiàng)目15.23萬個(gè)，建設(shè)總規(guī)模829萬hm2，實(shí)現(xiàn)新增耕地270萬hm2，投資總額為2203.7億元，《全國土地整治規(guī)劃(2011—2015年)》進(jìn)一步提出“十二五”期間，全國要完成2670萬hm2高標(biāo)準(zhǔn)基本農(nóng)田建設(shè)任務(wù)[5-6]。隨著土地整治的迅速發(fā)展，相關(guān)規(guī)劃控制、技術(shù)方法[7]、環(huán)境影響、績效評(píng)價(jià)[8]等研究受到廣泛關(guān)注，但在生態(tài)影響與生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)方面尚缺乏系統(tǒng)化的研究，不多的研究集中在對(duì)生態(tài)系統(tǒng)單要素、景觀生態(tài)影響等方面，利用定量方法進(jìn)行土地整治生態(tài)影響的研究存在一定的欠缺，以持續(xù)監(jiān)測數(shù)據(jù)為基礎(chǔ)的定量分析更為鮮見。

現(xiàn)階段土地整治根據(jù)建設(shè)對(duì)象和目標(biāo)可以分為農(nóng)用地整治、建設(shè)用地整治和區(qū)域綜合整治，其中農(nóng)用地整治是當(dāng)前土地整治項(xiàng)目的主體。在農(nóng)用地整治中，對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)影響的要素包括土壤、水、植被以及生物等。在土壤要素研究方面，當(dāng)前研究主要側(cè)重于土地整治工程實(shí)施過程中對(duì)土壤理化性質(zhì)及相關(guān)生態(tài)過程的影響，如改變土壤結(jié)構(gòu)與質(zhì)地[9]、改變土壤質(zhì)量、改變土壤肥力與養(yǎng)分循環(huán)、造成土壤侵蝕與加劇土壤退化等[10-12]；對(duì)于水要素的研究，重點(diǎn)體現(xiàn)于改變水文過程[13]、影響水環(huán)境質(zhì)量[14]、影響區(qū)域水資源配置、改善水資源管理系統(tǒng)等[15]；在植被要素方面，主要分析對(duì)區(qū)域植被數(shù)量結(jié)構(gòu)[16]和空間格局[9]的影響；對(duì)于生物與生態(tài)，主要分析土地整治區(qū)關(guān)鍵或敏感動(dòng)植物及生境(棲息地)影響與變化[17]。相關(guān)研究多集中于土地整治活動(dòng)帶來的項(xiàng)目區(qū)生態(tài)環(huán)境影響結(jié)果，較少涉及對(duì)其影響機(jī)制的分析。

土地整治涉及項(xiàng)目區(qū)田塊規(guī)模、地塊形狀、地塊平整度等的改變，一般引入景觀生態(tài)學(xué)中斑塊、廊道、基質(zhì)、節(jié)點(diǎn)、網(wǎng)絡(luò)等概念，對(duì)由斑塊—廊道—基質(zhì)構(gòu)成的景觀空間格局以及相應(yīng)的水、土、生物等生態(tài)過程的相互作用進(jìn)行研究。如項(xiàng)目區(qū)灌排體系與田間道路的重新布設(shè)，將改變項(xiàng)目區(qū)的斑塊與廊道，引起土地整治區(qū)域土地景觀格局的變化[18]，或致田塊規(guī)整度提高、田塊連片程度提高、田塊破碎度降低[19]、廊道連通度提高、景觀復(fù)雜度降低等[20]。

土地整治生態(tài)環(huán)境影響是評(píng)價(jià)土地整治對(duì)生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生正面或負(fù)面影響的生態(tài)效應(yīng)，是相關(guān)研究中的熱點(diǎn)與難點(diǎn)之一?，F(xiàn)有研究多運(yùn)用生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能價(jià)值、生態(tài)足跡[21]、生態(tài)敏感性評(píng)價(jià)等，以定量研究土地整治的生態(tài)環(huán)境影響[22]。其中生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能價(jià)值核算多根據(jù)生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)服務(wù)價(jià)值當(dāng)量表及全國平均狀態(tài)的生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)服務(wù)價(jià)值單價(jià)為基礎(chǔ)，結(jié)合土地整治生態(tài)變化特征，得到修正后的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值估算模型，以測算不同土地利用類型的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能價(jià)值。也有學(xué)者從景觀角度出發(fā)，通過土地整治后整治區(qū)的景觀結(jié)構(gòu)、景觀功能的評(píng)價(jià)分析土地整治的生態(tài)環(huán)境影響[23]。

綜合而言，土地整治對(duì)項(xiàng)目區(qū)水、土、植被等要素的影響機(jī)制及其定量關(guān)系尚待深入。現(xiàn)有土地整治生態(tài)環(huán)境影響評(píng)價(jià)的方法側(cè)重于考慮某一方面的整體效應(yīng)，評(píng)價(jià)測算方法較單一，未能考慮生態(tài)系統(tǒng)不同組分受土地整治活動(dòng)的影響。考慮到中國土地整治建設(shè)特點(diǎn)，建立農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)輸入輸出模型，采用可用能和能值的方法以單一介質(zhì)進(jìn)行統(tǒng)一定量測算[24]是系統(tǒng)性探索生態(tài)影響的有效途徑之一。而可用能方法[25]比能值法[26]更為系統(tǒng)，內(nèi)涵上不僅包含了能值方法所研究的能流[27]和物質(zhì)流[28]，還包含了生態(tài)系統(tǒng)中的信息流[29]，因此使用兩種方法結(jié)合研究更為全面。本文以陜西關(guān)中鳳翔縣開展的典型土地整治項(xiàng)目為例，通過可用能[30-31]和能值方法分析土地整治行為對(duì)此區(qū)域農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)流產(chǎn)生的影響，通過資金流計(jì)算來衡量研究區(qū)內(nèi)的經(jīng)濟(jì)效益[32]，可為生態(tài)效益提供定量的方法研究，同時(shí)采用可用能和能值方法[33]分別對(duì)比分析不同工程使用年限的土地整治工程對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的影響，可估算土地整治建設(shè)期、恢復(fù)期和穩(wěn)定期的時(shí)長，為土地整治項(xiàng)目規(guī)劃實(shí)施和生態(tài)建設(shè)提供理論依據(jù)。

1 方法

圖1 土地整治項(xiàng)目生態(tài)影響概念性模型示意圖 Fig.1 Conceptual model diagram of ecological effect of land consolidation projects

基于可用能與能值方法可使用統(tǒng)一量綱進(jìn)行參數(shù)分析，結(jié)合清單法簡便清晰的特點(diǎn)，本文提出了具有生態(tài)影響量化功能以及反饋功能的生態(tài)流[34-36](物質(zhì)流、能量流、信息流)分析方法，該方法包含三大部分：生態(tài)流系統(tǒng)模型、輸入輸出流計(jì)算和指標(biāo)分析，其中生態(tài)流系統(tǒng)模型是基礎(chǔ)。

1.1 生態(tài)流模型

土地整治項(xiàng)目的建設(shè)行為是對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的一種集中性外部刺激，將對(duì)項(xiàng)目區(qū)生態(tài)流(物質(zhì)流、能量流、信息流)產(chǎn)生影響，其概念性模型如圖1所示，此模型從生態(tài)流的流向與路徑兩個(gè)層面來考察土地整治項(xiàng)目可能引起的生態(tài)流變化。土地整治項(xiàng)目對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)流輸入和輸出的影響如圖2所示，包括農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)的自然資源、人工、環(huán)境的投入和生態(tài)產(chǎn)品輸出等，以生態(tài)流和資金流來系統(tǒng)分析土地整治項(xiàng)目實(shí)施后，土地整治活動(dòng)的一次性投入和引發(fā)整治工程設(shè)施運(yùn)行期的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)投入變化對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的共同影響[37]。

1.2 生態(tài)可用能分析

可用能又稱火用能[38-40]，生態(tài)系統(tǒng)中火用能是當(dāng)系統(tǒng)由一任意狀態(tài)可逆地變化到與給定環(huán)境相平衡的狀態(tài)時(shí)，理論上可以無限轉(zhuǎn)換為任何其他能量形式的那部分能量，主要的火用能參數(shù)和表示方法為：

ηEx=Exin/Exout

(1)

式中，ηEx是指系統(tǒng)儲(chǔ)存的火用值轉(zhuǎn)化率(%)，Exin是帶動(dòng)整個(gè)過程或者系統(tǒng)運(yùn)作的火用值(J)，Exout是指過程輸出的火用值。

根據(jù)熱力學(xué)第二定律，定義生態(tài)系統(tǒng)中的生態(tài)火用密度為：

(2)

與同系統(tǒng)組分中的單位質(zhì)量對(duì)生態(tài)火用的貢獻(xiàn)相比，壓力和溫度的貢獻(xiàn)十分微小，因此，為了實(shí)際應(yīng)用的方便，簡化計(jì)算過程，忽略壓力和溫度對(duì)最終結(jié)果的影響，將農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中主要能量輸入和輸出之間的火用指數(shù)表示為：

(3)

式中，φ指對(duì)系統(tǒng)平衡影響的系數(shù)；βi指生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)各組分要素i的權(quán)重，可根據(jù)系統(tǒng)內(nèi)要素的信息或某種水平上的組分含量計(jì)算，通過實(shí)驗(yàn)方法獲得各部分ci的數(shù)據(jù)。

1.3 生態(tài)影響評(píng)價(jià)指標(biāo)

借鑒Odum的能值研究方法，依據(jù)土地整治活動(dòng)的特性和生命周期，將農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中的生態(tài)流影響的輸入和輸出分為年自然資源輸入(AN)、年購買資源輸入(AP)、一次性自然資源輸入(ON)、一次性購買資源輸入(OP)、年生態(tài)輸出(AY)和一次性生態(tài)輸出(OY)6個(gè)方面[41]。自然資源輸入光、溫、水等自然資源的，為避免重復(fù)僅計(jì)算新增耕地部分的自然資源輸入；購買資源輸入指資金、勞動(dòng)力、材料、灌溉水量和技術(shù)等投入，其中一次性輸入為土地整治整個(gè)建設(shè)期的投入，年購買資源輸入為新增耕地部分的購買資源投入，具體指標(biāo)如表1所示。農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)是一個(gè)典型的半人工半自然的生態(tài)系統(tǒng)，將土地整治行為視為一個(gè)整體的外部刺激，以年為研究周期，土地整治項(xiàng)目邊界為系統(tǒng)邊界，其受土地整治活動(dòng)影響具體的輸入和輸出流向和路徑如圖2所示。

生態(tài)影響評(píng)價(jià)指標(biāo)參考了前人對(duì)可用能和能值的分析，反應(yīng)了農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)各方面的生態(tài)影響，主要的評(píng)價(jià)指標(biāo)有凈生態(tài)價(jià)值、自然資源依賴度、可更新自然資源依賴度、生態(tài)產(chǎn)出率、生態(tài)承載率和生態(tài)可持續(xù)度[42]。而將土地整治活動(dòng)以及農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)中產(chǎn)生的資金流與生態(tài)流進(jìn)行比較，為土地整治規(guī)劃的經(jīng)濟(jì)效益提供數(shù)據(jù)支撐?？赏ㄟ^這些指標(biāo)的定量計(jì)算，來評(píng)價(jià)研究區(qū)域的土地整治活動(dòng)對(duì)生態(tài)環(huán)境在一定空間和時(shí)間范圍內(nèi)的影響。

(1)凈生態(tài)價(jià)值

NEV=Y-I

(4)

通過比較生態(tài)輸出(Y)和生態(tài)輸入(I)的差值得到凈生態(tài)價(jià)值(NEV)，反映了土地整治行為對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性的總量影響，NEV值為正，說明土地整治對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生了生態(tài)效益富余，反之則對(duì)生態(tài)效益產(chǎn)生了負(fù)面影響。

(2)自然資源依賴度

(5)

自然資源依賴度(ND)為輸入自然資源的總和(N)與總輸入(I)之比，反映了土地整治實(shí)施后農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)對(duì)自然資源投入的依賴程度，依賴度越高，說明土地整治對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的影響越小，系統(tǒng)受外部刺激時(shí)的緩沖能力越強(qiáng)。

(3)可更新資源依賴度

(6)

可更新資源依賴度(RD)為土地整治和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的可更新資源的輸入(R)占總輸入(I)的比例，反映了土地整治后可更新資源在系統(tǒng)運(yùn)行中的重要程度，RD值越高，系統(tǒng)的可更新能力越強(qiáng)。

(4)生態(tài)產(chǎn)出率

(7)

生態(tài)產(chǎn)出率(EYR)為總生態(tài)產(chǎn)出(Y)與購買資源(P)的比值，反映了土地整治后農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的外部投入利用效率，生態(tài)產(chǎn)出率越高說明在吸引外部投入時(shí)更具有競爭力。

(5)生態(tài)承載力

(8)

生態(tài)承載力(ELR)[31,43]為購買資源(P)與不可更新自然資源(NN)的和與購買的可更新資源(PR)與可更新自然資源輸入值(NR)的和之比，反映了土地整治后農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)自然資源的承載壓力，按照資源的質(zhì)量(自我調(diào)節(jié)能力和可更新能力)評(píng)價(jià)系統(tǒng)的競爭力。

(6)生態(tài)可持續(xù)度

(9)

生態(tài)可持續(xù)度(ESR)[42,44]為生態(tài)產(chǎn)出率與生態(tài)承載力之比，反映了整體的生態(tài)產(chǎn)出和負(fù)荷，可衡量土地整治后農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的可持續(xù)發(fā)展能力，可持續(xù)度越高，系統(tǒng)越趨于相對(duì)穩(wěn)定。

2 研究區(qū)和數(shù)據(jù)

研究區(qū)位于陜西省寶雞市鳳翔縣，是關(guān)中地區(qū)典型黃土臺(tái)塬區(qū)，涉及郭店鎮(zhèn)、彪角鎮(zhèn)和虢王鎮(zhèn)3個(gè)鎮(zhèn)的18個(gè)行政村，地理坐標(biāo)介于107°23′41″—107°32′44″ E、34°22′00″—34°27′03″ N，總面積2848.96 hm2，如圖3所示。研究區(qū)地勢平坦，土層深厚，土質(zhì)良好，屬暖溫帶半濕潤半干旱季風(fēng)氣候區(qū)，年平均日照時(shí)數(shù)2101.2 h，年輻射總量474.05 kJ/cm2。多年平均降水量534.1—550.5 mm，年平均氣溫11.5 ℃，平均無霜期207 d。糧食作物夏田主要以小麥、油菜為主，秋田以玉米為主，經(jīng)濟(jì)作物有辣椒、烤煙、蔬菜和棉花等，植被覆蓋度為4.97%(不含農(nóng)作物)，土壤類型中婁土和黃綿土面積占95%，耕地土壤熟化層一般在50cm左右，土層養(yǎng)分有機(jī)質(zhì)含量0.5%—1.65%。除農(nóng)村居民點(diǎn)、池塘、主干公路外，項(xiàng)目建設(shè)規(guī)模為2520.87 hm2，其中農(nóng)用地整理面積309.37 hm2，舊居民點(diǎn)、磚廠、取土場、谷場等復(fù)墾117.40hm2，預(yù)算總投資4287.40萬元，主要工程建設(shè)內(nèi)容包括完成覆土 6.86萬m3，修建硬質(zhì)化輸水渠道67.77 km，開挖機(jī)井95眼，敷設(shè)低壓管道49.51 km，修建泥結(jié)碎石田間道37.4 km，防護(hù)林網(wǎng)總長112.46 km，栽樹37476株。項(xiàng)目2006年完成規(guī)劃設(shè)計(jì)，工程建設(shè)期為兩年。

本研究所采用的數(shù)據(jù)來源于項(xiàng)目規(guī)劃設(shè)計(jì)成果資料、驗(yàn)收?qǐng)?bào)告等項(xiàng)目建設(shè)資料，以及《鳳翔縣統(tǒng)計(jì)年鑒》(2012年)等統(tǒng)計(jì)資料。在整治項(xiàng)目驗(yàn)收實(shí)施后，在所在村集體的組織下，大部分耕地通過大戶承包或引入農(nóng)業(yè)生產(chǎn)企業(yè)進(jìn)行現(xiàn)代化生產(chǎn)，主要種植糧食作物和經(jīng)濟(jì)作物。具體工程施工和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中物質(zhì)投入和產(chǎn)出量計(jì)算參數(shù)如表1和表2所示。

3 結(jié)果分析

土地整治項(xiàng)目實(shí)施后，新增耕地面積為117.4 hm2，根據(jù)可用能轉(zhuǎn)化率計(jì)算研究區(qū)域的生態(tài)流，得出年自然資源輸入的可用能值為1.05 TJ，年購買資源輸入的可用能值為0.12 PJ，一次性自然資源輸入為0.13 PJ，一次性購買資源輸入為7.30PJ，年生態(tài)輸出為84.4 TJ，一次性生態(tài)輸出為0.30PJ。其中一次性購買資源輸入占總輸入的96.72%，但由于工程使用年限的增加，一次性購買輸入所占比例會(huì)逐漸減少。

圖3 研究區(qū)示意圖Fig.3 Location of study area

表1 土地整治對(duì)生態(tài)流影響指標(biāo)體系Table 1 The index system of land consolidation on ecological flow effect

表2 土地整治施工內(nèi)容和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)相關(guān)參數(shù)Table 2 Relevant parameters of land consolidation construction and agricultural inputs

(1)農(nóng)業(yè)機(jī)械包括播種機(jī)、收割機(jī)、拖拉機(jī)等；(2)不考慮未直接參與農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)部循環(huán)的安裝設(shè)備及建設(shè)中使用的小型設(shè)備；(3)作物產(chǎn)量采用原耕地的產(chǎn)量增加值和新增耕地的產(chǎn)量總和計(jì)算

再分別使用可用能、能值、資金流方法對(duì)生態(tài)流的各項(xiàng)指標(biāo)進(jìn)行計(jì)算，可得出土地整治活動(dòng)對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)流不同時(shí)間范圍內(nèi)的影響，并分析不同土地整治建設(shè)工程的使用年限下農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的凈生態(tài)價(jià)值、生態(tài)轉(zhuǎn)化率、自然資源依賴度和生態(tài)可持續(xù)度等，具體結(jié)果如圖4和表3所示。

3.1 可用能轉(zhuǎn)化率

從農(nóng)業(yè)生產(chǎn)角度，土地整治生命周期可分為建設(shè)期、恢復(fù)期和穩(wěn)定期。從可用能角度分析得出，農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)是典型的半自然半人工的生態(tài)系統(tǒng)，在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)投入相對(duì)固定且其他自然條件不變的前提下，計(jì)算得出土地整治對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的影響的自然恢復(fù)期限為29a；其中土地整治項(xiàng)目建設(shè)后第1年的生態(tài)負(fù)面影響最大，達(dá)到7.17 PJ，隨著時(shí)間變化可用能值呈指數(shù)遞減，實(shí)施后第4年，生態(tài)效益變化曲線出現(xiàn)減速變緩，凈生態(tài)價(jià)值為-1.59 PJ，自然資源依賴度為1.67%；高標(biāo)準(zhǔn)基本農(nóng)田建設(shè)標(biāo)準(zhǔn)(TD/T1033—2012)中規(guī)定基礎(chǔ)設(shè)施使用年限不低于15a，項(xiàng)目實(shí)施后第15年使用可用能值法得出農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)產(chǎn)出率為67.30%，生態(tài)可持續(xù)度為5.10%，生態(tài)承載力提高為62.06，負(fù)生態(tài)效益減小速率變?。恢恋?9年土地整治對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)效益由虧轉(zhuǎn)盈，凈生態(tài)效益的可用能值為8.96 TJ，自然資源依賴度為1.45%，生態(tài)產(chǎn)出率為109.00%。

圖4 不同工程使用年限凈生態(tài)效益的可用能、能值和資金流變化數(shù)值Fig.4 Changes of net ecological efficiency in different project usage term of exergy, emergy and currency

表3 不同工程使用年限的生態(tài)流指標(biāo)變化值Table 3 Values changes of different project usage term of eco-flow indicators

自然資源依賴度、可更新資源依賴度隨著時(shí)間增加而遞減，但變化幅度較小，仍處于1%—2%之間，一次性可更新資源輸入可用能占生態(tài)輸入可用能的比重1.69%，因此，一次性可更新資源的輸入對(duì)研究區(qū)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)帶來的影響變化較??；生態(tài)承載力和生態(tài)可持續(xù)度與時(shí)間變化成正比，變化幅度較?。粌羯鷳B(tài)價(jià)值和生態(tài)產(chǎn)出率隨時(shí)間變化較大，其中一次性不可更新購買資源輸入對(duì)生態(tài)系統(tǒng)影響很大，可見農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)受土地整治活動(dòng)干擾之后需要通過一定的時(shí)間才能恢復(fù)到系統(tǒng)自然平衡狀態(tài)。

3.2 能值轉(zhuǎn)化率

以能值方法分析結(jié)果可知，農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)受土地整治活動(dòng)集中性影響4a之后可達(dá)到系統(tǒng)相對(duì)平衡狀態(tài)，其生態(tài)效益由負(fù)轉(zhuǎn)為正值，生態(tài)效益為負(fù)時(shí)，最大值為21.02 EJ，約為可用能值的3000倍；能值法測算的生態(tài)效益變化趨勢與可用能值法相似，但土地整治對(duì)區(qū)域農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的影響其他指數(shù)變化明顯不同于可用能值法的結(jié)果；能值法計(jì)算的其他各項(xiàng)指標(biāo)變化均于土地整治項(xiàng)目實(shí)施第15年之后變化減緩。能值實(shí)際上表現(xiàn)為一種“能量記憶”，表示所有通過系統(tǒng)的初級(jí)、次級(jí)生產(chǎn)等能量總和，而不是現(xiàn)實(shí)系統(tǒng)包含的能量[33]，所有能值投入濃縮在農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中后又被輸入到產(chǎn)出的糧食作物中，能值只是記錄了自然與社會(huì)生態(tài)流和資金流等的來源與去向，與農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程和投入方式無關(guān)。

項(xiàng)目實(shí)施后第4年，生態(tài)效益轉(zhuǎn)為正值，自然資源依賴度為4.79%，可更新資源依賴度為5.42%，可見研究區(qū)內(nèi)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)自我更新能力較弱；生態(tài)承載力為17.48，高于可用能值計(jì)算的結(jié)果，系統(tǒng)在輸入中購買資源與不可更新自然資源和的高于可更新資源的能值，反映系統(tǒng)輸入仍以不可更新購買資源為主。項(xiàng)目實(shí)施后第15年，系統(tǒng)能值生態(tài)產(chǎn)出率為188.97%，說明系統(tǒng)達(dá)到相對(duì)平衡一段時(shí)間后，會(huì)吸引越來越多的能量輸入，鑒于生態(tài)承載力的增加，系統(tǒng)自然資源和可更新資源依賴的減少，會(huì)引起年購買資源輸入的增加，如：農(nóng)藥、化肥和農(nóng)膜等，可能會(huì)引起新一輪的系統(tǒng)動(dòng)態(tài)平衡變化。項(xiàng)目實(shí)施后的第29年，即可用能方法中生態(tài)效益轉(zhuǎn)為正值時(shí)，系統(tǒng)能值生態(tài)產(chǎn)出率高達(dá)218.76%，但增幅明顯減緩，同時(shí)自然資源依賴度、可更新自然資源依賴度和生態(tài)承載力數(shù)值趨于平穩(wěn)。

3.3 資金流效率

在土地整治項(xiàng)目對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)資金流的輸入和輸出影響中，可從生態(tài)系統(tǒng)角度看出土地整治項(xiàng)目的經(jīng)濟(jì)效益為負(fù)值，在項(xiàng)目實(shí)施后的第3年開始資金流的凈生態(tài)價(jià)值趨于平穩(wěn)，同時(shí)生態(tài)產(chǎn)出率和生態(tài)承載力也趨于平穩(wěn)，而生態(tài)可持續(xù)度隨著凈生態(tài)價(jià)值變?yōu)檎抵螅瑤缀鯚o變化，仍為0.7%—0.9%之間；土地整治項(xiàng)目的資金投入并不能換取同等的產(chǎn)出，同時(shí)每年還需要一定的農(nóng)資投入，但是考慮項(xiàng)目實(shí)施同時(shí)產(chǎn)生的生態(tài)效益和社會(huì)效益，其綜合效益是可達(dá)到收益大于投資的水平。本項(xiàng)目經(jīng)濟(jì)效益核算中的投資回收期是3a，研究結(jié)果可證實(shí)資金流于投資回收期之后恢復(fù)相對(duì)平衡水平，其中年農(nóng)業(yè)生產(chǎn)運(yùn)行資金投入占總資金投入的78.35%，因此僅在土地整治項(xiàng)目實(shí)施初期對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的資金流影響較明顯。

4 討論與結(jié)論

4.1 討論

土地整治項(xiàng)目的集中性實(shí)施，會(huì)對(duì)區(qū)域農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生持續(xù)性的影響，在時(shí)間序列上，其影響會(huì)先驟變，后呈指數(shù)式變化，一定時(shí)間后變化趨勢再趨于平緩。本研究從定量角度計(jì)算得出了研究區(qū)土地整治影響的建設(shè)期、恢復(fù)期和穩(wěn)定期時(shí)長，其對(duì)系統(tǒng)各方面的影響可通過生態(tài)指標(biāo)體現(xiàn)。

(1)凈生態(tài)價(jià)值

土地整治項(xiàng)目對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的凈生態(tài)價(jià)值影響最為明顯，可通過凈生態(tài)價(jià)值反映生態(tài)效益以及其變化過程。采用可用能或能值方法得出，研究區(qū)土地整治項(xiàng)目的生態(tài)影響均呈現(xiàn)了由項(xiàng)目實(shí)施初期負(fù)生態(tài)價(jià)值的陡增到指數(shù)變化再到逐漸平穩(wěn)并轉(zhuǎn)變?yōu)檎б娴倪^程，預(yù)示該區(qū)域土地整治對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的影響具有長期性和動(dòng)態(tài)變化的特點(diǎn)。不同的土地整治項(xiàng)目實(shí)施所帶來的影響會(huì)有差異，本研究通過凈生態(tài)價(jià)值指數(shù)分析了影響的普遍趨勢并預(yù)測了研究區(qū)的影響時(shí)間與生態(tài)系統(tǒng)各項(xiàng)變化的特征點(diǎn)。

(2)自然資源依賴度

研究區(qū)內(nèi)自然資源依賴度在項(xiàng)目實(shí)施后的年份一直在變小，同時(shí)項(xiàng)目實(shí)施初期的基值也很小，說明該研究區(qū)內(nèi)對(duì)購買資源的依賴，對(duì)比自然資源投入和購買資源投入，年購買資源輸入的可用能和能值分別約為年自然資源輸入112.7倍和30.6倍；一次性購買資源輸入的可用能和能值分別約為一次性自然資源輸入的57.2倍和16.1倍。其中年購買資源中，農(nóng)藥、化肥和農(nóng)膜的可能用能和能值比重較大；一次性購買資源輸入的可能用能和能值中，沙、碎石和鋼材占的比重較大，這些購買資源對(duì)生態(tài)環(huán)境具有長期的影響，但卻是土地整治和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中常用的資源，因此要盡量減少此類資源的輸入。

(3)可更新資源依賴度

可更新資源是系統(tǒng)內(nèi)不可或缺的主要資源，不僅可維持系統(tǒng)穩(wěn)定性，還可以增加系統(tǒng)的可持續(xù)能力。研究區(qū)的可更新資源依賴度略高于自然資源依賴度，其中樹木輸入的可用能占總資源輸入的6.67%，生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)輸入的可更新資源較少，不可更新資源較多，資源輸入中不可更新資源占總輸入資源的90%以上，嚴(yán)重影響了農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的更新和恢復(fù)能力。因此，在土地整治活動(dòng)中，應(yīng)考慮多輸入可更新資源，例如增加項(xiàng)目的樹木和植被種植等，不僅提高了系統(tǒng)的可更新能力，還能增加更多的生態(tài)產(chǎn)出，有效提高系統(tǒng)的生態(tài)效益。

(4)生態(tài)產(chǎn)出率

研究區(qū)的生態(tài)產(chǎn)出率變化水平由低向高變化，其增長速率是逐漸降低的，超過相對(duì)穩(wěn)定期(4a)和自然穩(wěn)定期(29a)之后，其對(duì)應(yīng)的產(chǎn)出率將分別高于100%，此時(shí)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)開始產(chǎn)生生態(tài)正效益。以能值計(jì)算的結(jié)果約是可用能的2—8倍，可見系統(tǒng)的有效產(chǎn)出率仍有待提高，可在后期的土地整治項(xiàng)目規(guī)劃中，將部分購買資源替換為更新能力強(qiáng)且能有效改善生態(tài)系統(tǒng)的資源輸入，例如道路和水利工程建設(shè)中使用環(huán)保的材料。

(5)生態(tài)承載力

生態(tài)承載力在土地整治項(xiàng)目的實(shí)施之后逐漸增加，但變化幅度較小，說明農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的承載能力需要逐漸增加才能維持穩(wěn)定，這對(duì)系統(tǒng)的自恢復(fù)能力會(huì)產(chǎn)生影響，還會(huì)對(duì)部分生態(tài)效益產(chǎn)生抵消等。系統(tǒng)承載的不可更新資源和購買的自然資源的增加都將對(duì)系統(tǒng)的生態(tài)承載力產(chǎn)生影響。

(6)生態(tài)可持續(xù)度

系統(tǒng)的生態(tài)可持續(xù)度在整治項(xiàng)目實(shí)施后逐年增加，基數(shù)和變化幅度均較小，可見系統(tǒng)的生態(tài)可持續(xù)能力較弱，需要在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程中增加凈生態(tài)效益，提高生態(tài)產(chǎn)出率。由于較高的生態(tài)產(chǎn)出率會(huì)吸引年資源投入，因此在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中，仍要減少部分購買資源的投入，特別是農(nóng)藥、化肥等。

4.2 結(jié)論

本研究以可用能和能值為統(tǒng)一量綱，分析了土地整治項(xiàng)目對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)集中性資源輸入的定量影響，以及各類資源在不同使用年限的生態(tài)影響指數(shù)變化；通過分析生態(tài)流和資金流的輸入和輸出，預(yù)測各種生態(tài)影響指標(biāo)變化帶來的項(xiàng)目建設(shè)對(duì)系統(tǒng)穩(wěn)定性和自恢復(fù)性的影響。研究結(jié)果顯示，生態(tài)流方法能反映項(xiàng)目建設(shè)對(duì)生態(tài)系統(tǒng)動(dòng)態(tài)平衡影響的機(jī)理，較為有效地分析土地整治項(xiàng)目對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)影響的路徑、方向和大小；通過可用能法和能值法的結(jié)合，可以較為全面地體現(xiàn)系統(tǒng)變化過程，定量預(yù)測系統(tǒng)相對(duì)穩(wěn)定期和自然穩(wěn)定期時(shí)間變化；項(xiàng)目實(shí)施后各生態(tài)指標(biāo)變化的趨勢可提供人工修復(fù)系統(tǒng)的途徑，為優(yōu)化土地整治項(xiàng)目規(guī)劃設(shè)計(jì)和實(shí)施管理提供建議。

本研究采用了生態(tài)流的概念模型，通過可用能、能值的方法定量計(jì)算土地整治項(xiàng)目對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的影響，同時(shí)融入資金流以生態(tài)系統(tǒng)角度計(jì)算項(xiàng)目輸入的經(jīng)濟(jì)效益。但研究案例僅局限為特地區(qū)域，仍需要針對(duì)不同區(qū)域和不同土地整治項(xiàng)目特點(diǎn)對(duì)生態(tài)系統(tǒng)影響進(jìn)行對(duì)比分析，才能更好地為優(yōu)化土地整治項(xiàng)目提供理論支撐，實(shí)現(xiàn)其綜合效益最優(yōu)。

[1] 劉彥隨. 科學(xué)推進(jìn)中國農(nóng)村土地整治戰(zhàn)略. 中國土地科學(xué), 2011, 25(4):3- 8.

[2] 陳玉福, 孫虎, 劉彥隨. 中國典型農(nóng)區(qū)空心村綜合整治模式. 地理學(xué)報(bào), 2010, 65(6):727- 735.

[3] Crecente R, Alvarez C, Fra U. Economic, social and environmental impact of land consolidation in Galicia. Land Use Policy, 2002, 19(2):135- 147.

[4] Tayfun C, Fatih I. Fuzzy expert system for land reallocation in land consolidation. Expert Systems with Applications, 2011, 38(9):11055- 11071.

[5] 管栩, 金曉斌, 潘倩, 周寅康. 基于縣域尺度的中國土地整治新增耕地空間差異分析. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 2013, 29(20):226- 233.

[6] 楊緒紅, 金曉斌, 管栩, 郭貝貝, 周寅康. 2006- 2012年中國土地整治項(xiàng)目空間特征分析. 資源科學(xué), 2013, 35(8):1535- 1541.

[7] 景明, 白中科, 余勤飛, 張繼棟, 曹銀貴, 張耿杰. 省級(jí)土地整治規(guī)劃中復(fù)墾規(guī)劃方法與實(shí)證研究——以山西省為例. 水土保持研究, 2013, 20(6):316- 320.

[8] 金曉斌, 丁寧, 張志宏, 周寅康, 楊悉廉. 中國土地整治資金在省際間分配及土地整治效果. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 2012, 28(16):1- 9.

[9] 羅明, 張惠遠(yuǎn). 土地整理及其生態(tài)環(huán)境影響綜述. 資源科學(xué), 2002, 24(2):60- 63.

[10] 張正峰, 趙偉. 土地整理的生態(tài)環(huán)境效應(yīng)分析. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 2007, 23(8):281- 285.

[11] Mihara M. Effects of agricultural land consolidation on erosion processes in semi- mountainous paddy fields of Japan. Journal of Agricultural Engineering Research, 1996, 64(3):237- 247.

[12] Yang Z S, Yang L F, Zhang BS. Soil erosion and its basic characteristics at karst rocky-desertified land consolidation area:A case study at Muzhe Village of Xichou County in Southeast Yunnan, China. Journal of Mountain Science, 2010, 7(1):55- 72.

[13] Evrard O, Nord G, Cerdan O,Souchère V, Bissonnais Y L, Bonté P. Modelling the impact of land use change and rainfall seasonality on sediment export from an agricultural catchment of the northwestern European loess belt. Agriculture, Ecosystems andEnvironment, 2010, 138(1- 2):83- 94.

[14] 艾東, 朱道林, 赫曉霞. 土地整理與生態(tài)環(huán)境建設(shè)關(guān)系初探. 生態(tài)環(huán)境, 2007, 16(1):257- 263.

[15] Demetriou D, Stillwell J, See L. Land consolidation in Cyprus:Why is an Integrated Planning and Decision Support System required?.Land Use Policy, 2012, 29(1):131- 142.

[16] Sklenicka P,ímová P, Hrdinová K, Salek M. Changing rural landscapes along the border of Austria and the Czech Republic between 1952 and 2009:Roles of political, socioeconomic and environmental factors. Applied Geography, 2014, 47:89- 98.

[17] 范金梅, 王磊, 陳原, 張海峰. 關(guān)于中國農(nóng)地整理中預(yù)測性環(huán)境影響評(píng)價(jià)問題. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 2005, 21(10):74- 77.

[18] Bonfanti P, Fregonese A, Sigura M. Landscape analysis in areas affected by land consolidation. Landscape Urban Planning, 1997, 37(1- 2):91- 98.

[19] Sklenicka P. Applying evaluation criteria for the land consolidation effect to three contrasting study areas in the Czech Republic. Land Use Policy, 2006, 23(4):502- 510.

[20] Di Falco S, Penov I, Aleksiev A, van Rensburg T M. Agrobiodiversity, farm profits and land fragmentation:Evidence from Bulgaria. Land Use Policy, 2010, 27(3):763- 771.

[21] 金丹, 卞正富. 基于能值的生態(tài)足跡模型及其在資源型城市的應(yīng)用. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2010, 30(7):1725- 1733.

[22] 王軍, 余莉, 羅明, 翟剛. 土地整理研究綜述. 地域研究與開發(fā), 2003, 22(2):8- 11.

[23] 谷曉坤, 陳百明. 土地整理景觀生態(tài)評(píng)價(jià)方法及應(yīng)用——以江漢平原土地整理項(xiàng)目為例. 中國土地科學(xué), 2008, 22(12):58- 62.

[24] Chen S Q, Fath B D, Chen B. Information indices from ecological network analysis for urban metabolic system. Procedia Environmental Sciences, 2010, 2:720- 724.

[25] J?rgensen S E, Nielsen S N, Mejer H. Emergy, environ, exergy and ecological modelling. Ecological Modelling, 1995, 77(2- 3):99- 109.

[26] Tilley D R. Exploration of Odum′s dynamic emergy accounting rules for suggested refinements. Ecological Modelling, 2014, 279(10):36- 44.

[27] Tilley D R, Swank W T. EMERGY-based environmental systems assessment of a multi-purpose temperate mixed-forest watershed of the southern Appalachian Mountains, USA. Journal of Environmental Management, 2003, 69(3):213- 227.

[28] Ayres R U, van den Bergh J C J M. A theory of economic growth with material/energy resources and dematerialization:Interaction of three growth mechanisms. Ecological Economics, 2005, 55(1):96- 118.

[29] Kharrazi A, Rovenskaya E, Fath B D, Yarime M, Kraines S. Quantifying the sustainability of economic resource networks:An ecological information-based approach. Ecological Economics, 2013, 90:177- 186.

[30] Lu H F, Wang Z H, Campbell D E, Ren H, Wang J. Emergy and eco-exergy evaluation of four forest restoration modes in southeast China.Ecological Economics, 2011, 37(2):277- 285.

[31] Chen Z M, Chen B, Chen G Q. Cosmic exergy based ecological assessment for a wetland in Beijing. Ecological Modelling, 2011, 222(2):322- 329.

[32] Robinson D A, Hockley N, Cooper D M, Emmett B A, Keith A M, Leborn I, Reynolds B, Tipping E, Tye A M, Watts C W, Whalley W R, Black H I J, Warren G P, Robinson J S. Natural capital and ecosystem services, developing an appropriate soils framework as a basis for valuation. Soil Biology and Biochemistry, 2013, 57:1023- 1033.

[33] 陳秀瓊. 基于能值和(火用)的鋼鐵工業(yè)園區(qū)可持續(xù)性評(píng)價(jià)[D]. 大連:大連理工大學(xué), 2009.

[34] 郭貝貝, 金曉斌, 楊緒紅, 周寅康. 生態(tài)流的構(gòu)成和分析方法研究綜述. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2015, 35(5). doi:10.5846/stxb201305070969.

[35] Chen G Q. Scarcity of exergy and ecological evaluation based on embodied exergy. Communications in Nonlinear Science and Numerical Simulation, 2006, 11(4):531- 552.

[36] Ahamed J U, Saidur R, Masjuki H H, Mekhilef S, Ali M B, Furqon M H. An application of energy and exergy analysis in agricultural sector of Malaysia. Energ Policy, 2011, 39(12):7922- 7929.

[37] Giannetti B F, Barrella F A, Almeida C M V B. A combined tool for environmental scientists and decision makers:ternary diagrams and emergy accounting. Journal of Cleaner Production, 2006, 14(2):201- 210.

[38] Dai J, Chen B. Extended exergy-based ecological accounting of China during 2000—2007. Procedia Environmental Sciences, 2011, 5:87- 95.

[39] Ludovisi A, Poletti A. Use of thermodynamic indices as ecological indicators of the development state of lake ecosystems:2. Exergy and specific exergy indices. Ecological Modelling, 2003, 159(2- 3):223- 238.

[40] Fath B D, Cabezas H. Exergy and Fisher Information as ecological indices. Ecological Modelling, 2004, 174(1- 2):25- 35.

[41] Kharrazi A, Kraines S, Hoang L, Yarime M. Advancing quantification methods of sustainability:A critical examination emergy, exergy, ecological footprint, and ecological information-based approaches. Ecological Indicators, 2014, 37:81- 89.

[42] Tao J, Fu M C, Zheng X Q, Zhang J J, Zhang D X. Provincial level-based emergy evaluation of crop production system and development modes in China. Ecological Indicators, 2013, 29:325- 338.

[43] Brown M T, Ulgiati S. Emergy measures of carrying capacity to evaluate economic investments. Population and Environment, 2001, 22(5):471- 501.

[44] Zhang L X, Hu Q H, Wang B C. Emergy evaluation of environmental sustainability of poultry farming that produces products with organic claims on the outskirts of mega-cities in China. Ecological Engineering, 2013, 54:128- 135.

[45] Odum H T. Environmental Accounting:Emergy and Environmental Decision Making. New York:John Wiley & Sons, 1996.

[46] Odum H T. Emergy evaluation of an OTEC electrical power system. Energy, 2000, 25(4):389- 393.

Determining the effect of the land consolidation project on the cropland ecosystem based on the ecological flow method

GUO Beibei, JIN Xiaobin*, LIN Yinan, YANG Xuhong, ZHOU Yinkang

SchoolofGeographicandOceanographicSciences,NanjingUniversity,Nanjing210023,China

Ecological flows reflect the relationships among metabolism, energy conversion, information exchange, and so forth. A quantitative analysis of the development of ecological flow patterns of various parameters was performed. Based on existing exergy accounting, ecological flow networks in a typical semi-natural cropland ecosystem were analyzed, with five ecological indicators being used to evaluate the ecological effectiveness of these networks. Exergy buffers the capacity and environmental impact on cropland ecosystems. Previous studies have examined exergy effectiveness in a variety of fields, but exergy analysis has rarely been applied to assess cropland ecosystems. Research time is significant because ecosystem stability varies in different periods; hence, ecological flow results will differ. In the cropland ecosystem used for this study, we chose the time period from planting to harvest to determine eco-flows based on the life-cycle theory, and set the land consolidation project edge as the boundary. This study only considered crop growth and the impacts of human-assisted primary production. As a sudden short-term external incentive of the project cropland ecosystem area, land consolidation activities influenced ecological flow changes after land consolidation project implementation (LCPI), which included material, energy, and information flow changes. A land consolidation ecological conceptual model was built and reflected ecological flow direction and path. It used exergy and emergy accounting methods to study the external input, output, and ecological products. The study used a land consolidation project in Fengxiang County of Shaanxi Province as a case study, and applied ecological flow analysis to it to determine the intensity of ecological flow and system efficiency. Using different land consolidation project terms, this study evaluated net ecological value, natural resource dependency, renewability dependency, ecosystem productivity, ecological capacity, and ecological sustainability after LCPI. The exergy and emergy accounting methods presentedchanges to the ecological benefits process as a steep negative decline at the preliminary stage, followed by an exponential increase, and finally leveled off. Second, the exergy accounting method traced the ecological benefit losses and profit over the 29 years after LCPI in the study area was initiated, and manifested the system process recovery from chaos to natural balance. Third, the emergy accounting method demonstrated that, in the fourth year after LCPI, the ecosystem tended toward a state of relative balance, with an increase in ecological productivity and potential investment demands. Fourth, the economic benefits of the land consolidation project were negative and leveled off after 3 years, reflecting an annual agricultural production investment of 78.35%. Through the combination of exergy and emergy, the system stability was quantified and calculated. This study can be used as a reference for deciding input material, labor, capital, etc. for use in future land consolidation project planning.

land consolidation; cropland ecosystem; ecological flow; exergy; emergy; Fengxiang County

教育部博士點(diǎn)基金(20120091110014); 國家自然科學(xué)基金(41201386); 江蘇省普通高校研究生科研創(chuàng)新計(jì)劃資助項(xiàng)目(CXZZ13_0046)

2014- 05- 11; < class="emphasis_bold">網(wǎng)絡(luò)出版日期:

日期:2015- 05- 18

10.5846/stxb201405110964

*通訊作者Corresponding author.E-mail:jinxb@nju.edu.cn

郭貝貝，金曉斌，林憶南，楊緒紅，周寅康.基于生態(tài)流方法的土地整治項(xiàng)目對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的影響研究.生態(tài)學(xué)報(bào),2015,35(23):7669- 7681.

Guo B B, Jin X B, Lin Y N, Yang X H, Zhou Y K.Determining the effect of the land consolidation project on the cropland ecosystem based on the ecological flow method.Acta Ecologica Sinica,2015,35(23):7669- 7681.