康婷婷,李 增,高彥春

1 中國(guó)科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所陸地水循環(huán)及地表過(guò)程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 北京 100101 2 中國(guó)科學(xué)院大學(xué), 北京 100049 3 廣州地理所, 廣州 510070

人口急劇膨脹、全球氣候變化及經(jīng)濟(jì)迅猛發(fā)展對(duì)生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生了廣泛而深遠(yuǎn)的影響,生態(tài)退化和環(huán)境破壞已經(jīng)達(dá)到前所未有的程度[1- 2]。生態(tài)系統(tǒng)在為人類提供了“三生空間”的同時(shí),也為人類提供了有形的物質(zhì)產(chǎn)品和無(wú)形的服務(wù)[3-4],因此社會(huì)經(jīng)濟(jì)發(fā)展態(tài)勢(shì)與高度變化的生態(tài)狀況是緊密相連的,而生態(tài)環(huán)境惡化也勢(shì)必會(huì)威脅到人類自身福利和可持續(xù)發(fā)展[1]。為了阻止人類活動(dòng)引起的環(huán)境退化和生態(tài)破壞,全球范圍內(nèi)已經(jīng)實(shí)施了許多的生態(tài)恢復(fù)措施,截至2008年,生態(tài)恢復(fù)和保護(hù)的面積已覆蓋全球陸表面積的11%以上[5],諸多生態(tài)恢復(fù)工程已取得了一定成效,進(jìn)一步肯定了生態(tài)恢復(fù)能夠增加生物多樣性和恢復(fù)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)[6-8]。然而,仍有許多生態(tài)工程的生態(tài)結(jié)果和社會(huì)經(jīng)濟(jì)結(jié)果遠(yuǎn)不及預(yù)期[7]。Jones和Schamitz[7]通過(guò)分析全球236個(gè)生態(tài)恢復(fù)案例發(fā)現(xiàn),僅有1/3的生態(tài)系統(tǒng)得到恢復(fù),而剩下的2/3則部分恢復(fù)或完全沒(méi)有恢復(fù)。同時(shí),不同生態(tài)恢復(fù)措施所取得成效迥異也說(shuō)明生態(tài)恢復(fù)措施目前面臨著多種挑戰(zhàn)[9],而對(duì)生態(tài)恢復(fù)效益進(jìn)行全面、系統(tǒng)而準(zhǔn)確的評(píng)價(jià),能夠及時(shí)揭露生態(tài)恢復(fù)工程中存在的問(wèn)題,有助于科研工作者和決策者適時(shí)地對(duì)生態(tài)恢復(fù)工程進(jìn)行適應(yīng)性調(diào)整。

由于生態(tài)恢復(fù)遵循區(qū)域問(wèn)題的導(dǎo)向性原則,所以在生態(tài)恢復(fù)效益評(píng)價(jià)階段也更為側(cè)重于選擇能夠反映生態(tài)恢復(fù)區(qū)最為突出的生態(tài)問(wèn)題的狀態(tài)的關(guān)鍵指標(biāo)。目前,生態(tài)恢復(fù)效益評(píng)估主要有單因素指標(biāo)的生態(tài)效益評(píng)價(jià)和多指標(biāo)體系的綜合評(píng)估兩種。單因素指標(biāo)的評(píng)估方法常選用與植被相關(guān)的指標(biāo)(如植被指數(shù)/綠度、植被蓋度和植被凈初級(jí)生產(chǎn)力)[9-12],考慮到植被恢復(fù)是眾多生態(tài)工程的基礎(chǔ)內(nèi)容,該方法更適用于檢測(cè)生態(tài)恢復(fù)的主要目的是否達(dá)到。并且,生態(tài)恢復(fù)軌跡的不確定性和復(fù)雜性,生態(tài)系統(tǒng)演變期間會(huì)產(chǎn)生一些新的系統(tǒng)性質(zhì)[13-14],單因素指標(biāo)無(wú)法捕捉到這些變化,而多指標(biāo)體系增加了對(duì)生態(tài)恢復(fù)進(jìn)行全面評(píng)估的可能性。基于生態(tài)系統(tǒng)屬性特征的多指標(biāo)評(píng)價(jià)雖然已有完備的理論體系[15],但因其實(shí)施困難,故而常用多樣性[16-17]、植被結(jié)構(gòu)[18]和生態(tài)過(guò)程[19-20]作為替代。基于主導(dǎo)生態(tài)系統(tǒng)功能的多指標(biāo)評(píng)價(jià)則是以生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)評(píng)估為框架來(lái)側(cè)面闡述生態(tài)恢復(fù)對(duì)生態(tài)系統(tǒng)功能的影響[21-22]。雖然多指標(biāo)體系可以綜合多方面的信息,但也意味著需要多種長(zhǎng)序列的地面監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)作為支撐,而將地面觀測(cè)資料、遙感數(shù)據(jù)和陸面模型模擬數(shù)據(jù)等多源數(shù)據(jù)集成應(yīng)用,為長(zhǎng)期的生態(tài)恢復(fù)效益評(píng)估提供了可能性。

西北干旱區(qū)因其固有的地質(zhì)環(huán)境系統(tǒng),歷史性長(zhǎng)期水資源短缺,水資源的匱乏加之人類的不合理活動(dòng),致使該區(qū)極度脆弱的生態(tài)系統(tǒng)呈現(xiàn)出由結(jié)構(gòu)性破壞到功能性紊亂的發(fā)展態(tài)勢(shì),同時(shí)嚴(yán)重阻礙了西北地區(qū)人民擺脫貧困痼疾和實(shí)現(xiàn)可持續(xù)發(fā)展。在全國(guó)范圍的生態(tài)恢復(fù)工程(如退牧還林(草)、水土保持、天然林資源保護(hù)、三北防護(hù)林等)的帶領(lǐng)下,西北地區(qū)相繼實(shí)施了天山-阿爾泰山天然林資源保護(hù)工程(2000年—)、塔里木河流域及其周邊生態(tài)環(huán)境綜合治理重大工程(2000年—)、克拉瑪依“大綠化”工程(2002年—)、準(zhǔn)噶爾盆地南緣防沙治沙工程(2010年—)、庫(kù)魯斯臺(tái)草原修復(fù)工程(2015年—)等一系列生態(tài)保育、修復(fù)和重建舉措。在眾多小尺度的正向人為干擾以及國(guó)家尺度的重大生態(tài)工程的共同作用下,西北干旱荒漠生態(tài)系統(tǒng)的狀況是否得到改善,其演替軌跡是否趨向好的態(tài)勢(shì)發(fā)展及生態(tài)工程的目標(biāo)是否實(shí)現(xiàn)等問(wèn)題都有待生態(tài)恢復(fù)效益評(píng)估結(jié)果提供參考信息。本研究綜合考慮生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)、質(zhì)量和功能,建立適宜于西北干旱荒漠區(qū)的生態(tài)恢復(fù)效益評(píng)價(jià)指標(biāo)體系,以地面氣象資料、陸面模型模擬數(shù)據(jù)和多源遙感影像為指標(biāo)估算模型的輸入,并以此為基礎(chǔ)集成綜合效益指標(biāo),旨在量化生態(tài)恢復(fù)效益,探究生態(tài)恢復(fù)效益的時(shí)空差異性和生態(tài)系統(tǒng)的動(dòng)態(tài),為進(jìn)一步調(diào)整與優(yōu)化生態(tài)恢復(fù)方案提供科學(xué)依據(jù)。

1 數(shù)據(jù)與方法

1.1 研究區(qū)概況

西北干旱荒漠區(qū)是指我國(guó)昆侖山-祁連山以北,賀蘭山以西的境域,范圍為34°20′10″—49°10′30″N,73°33′27″—106°50′34″E,包括新疆維吾爾自治區(qū)全境、內(nèi)蒙古自治區(qū)阿拉善高原地區(qū)、甘肅省河西走廊地區(qū),占地約250×104km2。研究區(qū)內(nèi)地貌呈現(xiàn)山盆相間的格局,高山冰川(雪)融水匯流至平原或盆地形成綠洲[23],形成了西北地區(qū)獨(dú)特的山地-綠洲-荒漠體系陸面格局。區(qū)內(nèi)大部分地區(qū)屬于溫帶大陸性氣候,而高海拔地區(qū)則屬于高原高山氣候,年平均降水量230 mm,蒸發(fā)能力約為降水量的8—10倍[24]。

本研究將西北地區(qū)分為5個(gè)大區(qū)：北疆、南疆、伊犁地區(qū)、東疆和阿拉善-河西走廊地區(qū)。除伊犁分為山地和平原以外,其余4個(gè)大區(qū)均向下劃分出山地、荒漠和綠洲子區(qū),分區(qū)方法主要參考王智等[25]的研究,由此將西北干旱區(qū)劃分為包括5個(gè)分區(qū)和3個(gè)子系統(tǒng)在內(nèi)的14個(gè)子區(qū)(圖1)。

圖1 研究區(qū)地理位置Fig.1 Location of study area

1.2 數(shù)據(jù)來(lái)源及其預(yù)處理

1.2.1數(shù)據(jù)來(lái)源

本研究中生態(tài)恢復(fù)效益評(píng)估是建立在多指標(biāo)體系的基礎(chǔ)之上,計(jì)算各指標(biāo)所需的數(shù)據(jù)包括降水量、氣溫、風(fēng)速、相對(duì)濕度等地面氣象站的觀測(cè)資料、第二次全國(guó)土壤調(diào)查中的土壤粒徑分布數(shù)據(jù)、土壤質(zhì)地?cái)?shù)據(jù)、陸面模型模擬的表層土壤濕度數(shù)據(jù)、基于微波亮溫?cái)?shù)據(jù)反演的雪深數(shù)據(jù)和衛(wèi)星觀測(cè)的NDVI遙感數(shù)據(jù),以及基于遙感數(shù)據(jù)解譯所得的土地利用類型數(shù)據(jù)和植被類型數(shù)據(jù)等,具體來(lái)源如表1所示。

表1 本研究的數(shù)據(jù)來(lái)源

1.2.2數(shù)據(jù)預(yù)處理

氣象站的觀測(cè)資料在去除異常值后,借助氣象空間插值軟件AUNSPLIN 4.3獲取各氣象要素半月尺度和月尺度的柵格數(shù)據(jù)。土壤粒徑分布數(shù)據(jù)經(jīng)對(duì)數(shù)正態(tài)分布函數(shù)由國(guó)際制(0.002—0.02—2.000 mm)轉(zhuǎn)換為美制(0.002—0.050—2.000 mm)。由于GLDAS-Noah v2.1和GLDAS-Noah v2.0的土壤濕度數(shù)據(jù)存在明顯偏差,為了便于后續(xù)分析,本研究使用累積分布函數(shù)[26]校正2000—2015年的GLDAS-Noah v2.1土壤濕度數(shù)據(jù),最終組合1990—2000年GLDAS-Noah v2.0和校正后的2000—2015年GLDAS-Noah v2.1土壤濕度數(shù)據(jù)得到1990—2015年長(zhǎng)時(shí)間序列的土壤濕度數(shù)據(jù)。以上所有數(shù)據(jù)均采用WGS_1984_Albers空間參考坐標(biāo)系,空間分辨率均統(tǒng)一重采樣至5 km ×5 km。

1.3 研究方法

1.3.1評(píng)估指標(biāo)體系的建立

生態(tài)恢復(fù)措施作用于受損生態(tài)系統(tǒng)的物種組成、生態(tài)系統(tǒng)功能、景觀環(huán)境和生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性四個(gè)方面,試圖改變生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)、功能及自我維持能力[26-27],同時(shí)改變生存于此的人類社會(huì)經(jīng)濟(jì)狀態(tài)。考慮到區(qū)域尺度與生態(tài)工程相關(guān)的社會(huì)經(jīng)濟(jì)指標(biāo)獲取的難度,本研究從生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)、生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量和生態(tài)系統(tǒng)功能3個(gè)方面選取了9個(gè)指標(biāo)構(gòu)建生態(tài)恢復(fù)效益評(píng)價(jià)指標(biāo)體系(表2),各指標(biāo)的選取理由如下：林草面積比能夠從土地利用的角度反映自然植被的宏觀格局特征；植被覆蓋度常參與刻畫(huà)生態(tài)系統(tǒng)的生物物理過(guò)程；西北地區(qū)廣闊的荒漠和零星的綠洲相互交織,香農(nóng)多樣性指數(shù)和蔓延度指數(shù)可從景觀尺度反映景觀的異質(zhì)性和破碎度[28]；凈初級(jí)生產(chǎn)力可反映植物的活動(dòng)狀態(tài)；西北地區(qū)普遍存在的土壤干化層現(xiàn)象是土壤干燥化的結(jié)果,而土壤濕度調(diào)控著陸氣水能交換[29]；研究區(qū)常年采用生物措施與機(jī)械措施相結(jié)合的技術(shù)防沙治沙,防風(fēng)固沙功能指標(biāo)可衡量以上技術(shù)模式所帶來(lái)的成效；第四紀(jì)疏松土質(zhì)加之降水在時(shí)間上的極度不均衡特點(diǎn)導(dǎo)致了研究區(qū)的水土流失[30],因而土壤保持功能也作為衡量研究區(qū)生態(tài)恢復(fù)效益的重要指標(biāo)之一；由于西北地區(qū)空中水汽含量與降水量呈正相關(guān)[31],故而選取降水量作為氣候調(diào)節(jié)功能的表征量。

表2 西北干旱荒漠區(qū)生態(tài)恢復(fù)綜合效益評(píng)估指標(biāo)體系

1.3.2植被覆蓋度的計(jì)算

像元二分模型是基于單像元由土壤與植被兩部分組成的假設(shè)下所構(gòu)建的簡(jiǎn)單線性模型,并將所有像元的植被覆蓋度f(wàn)vc表征為純像元(包括純土壤像元NDVIs和純植被像元NDVIv)與自身像元NDVI之間的關(guān)系。其表達(dá)式為：

fvc=(NDVI-NDVIs)/(NDVIv-NDVIs)

(1)

鑒于純像元NDVI獲取具有一定難度,通常采用累積頻率為5%和95%處的NDVI分別為純土壤像元和純植被像元。本研究為了獲取更接近純像元的NDVI,以生長(zhǎng)季時(shí)土地利用類型為植被的像元為對(duì)象,累計(jì)頻率為95%的NDVI值為純植被像元的NDVI；以非生長(zhǎng)季時(shí)非植被的土地利用類型的像元為對(duì)象,累積頻率為50%的NDVI值為純土壤像元的NDVI。

1.3.3基于光能利用率原理的固碳量模型

生態(tài)系統(tǒng)通過(guò)與大氣的交互作用將二氧化碳固定于植被及土壤中,從而提高陸地生態(tài)系統(tǒng)的碳儲(chǔ)量。本研究使用CASA(Carnegie Ames-Stanford Approach)模型[32]估算研究區(qū)生態(tài)系統(tǒng)的凈初級(jí)生產(chǎn)力,以表征生態(tài)系統(tǒng)的固碳能力,主要估算過(guò)程如下：

NPP(x,t)=APAR(x,t)×ε(x,t)

(2)

式中,NPP 為凈初級(jí)生產(chǎn)力(gC m-2a-1)；APAR 為光合有效輻射(MJ/m2),它是由太陽(yáng)輻射總量和光合有效輻射的吸收比例共同決定；ε為實(shí)際光能利用率(gC/MJ),是指植物將所吸收的光合有效輻射轉(zhuǎn)化為有機(jī)碳的效率,主要受到低溫、高溫和濕度的控制；t表示時(shí)間；x表示空間位置。在具體的計(jì)算過(guò)程中,本文參考焦偉等[33]的研究,將植被類型和土地利用類型分別劃分為16類和8類,實(shí)現(xiàn)NDVImax、NDVImin、SRmax、SRmin和最大光能利用效率5個(gè)參數(shù)的本地化。

1.3.4修正的土壤風(fēng)蝕模型

防風(fēng)固沙是干旱/半干旱地區(qū)以及半濕潤(rùn)地區(qū)重要的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能。修正的土壤風(fēng)蝕模型(Modified soil erosion equation, RWEQ)是目前較為成熟且應(yīng)用廣泛的定量評(píng)估風(fēng)力侵蝕的工具之一。其具體表達(dá)式如下：

STmax0=109.8[WF×EF×SCF×K′]

(3)

S0=150.71(WF×EF×SCF×K′)-0.3711

(4)

(5)

STmax=109.8[WF×EF×SCF×K′×VEG]

(6)

S=150.71(WF×EF×SCF×K′×VEG)-0.3711

(7)

(8)

SF=SL0-SL

(9)

式中,SF為固沙量；SL為土壤風(fēng)蝕量；STmax為風(fēng)沙最大轉(zhuǎn)運(yùn)容量；S為關(guān)鍵地塊長(zhǎng)度；SL0、STmax0、S0分別代表潛在風(fēng)蝕、潛在轉(zhuǎn)運(yùn)量、潛在地塊長(zhǎng)度；z為下風(fēng)向最大風(fēng)蝕出現(xiàn)距離；WF為氣象因子；EF為土壤可侵蝕性因子；SCF為土壤結(jié)皮因子；K′為土壤粗糙度因子；VEG為植被覆蓋因子。

1.3.5修正的通用土壤流失方程

土壤保持是生態(tài)系統(tǒng)通過(guò)其結(jié)構(gòu)與過(guò)程減少由于降水所導(dǎo)致的土壤侵蝕的作用[34-35],是區(qū)域土地資源和糧食安全重要保障。本文使用修正的通用土壤流失方程(Revised Universal Soil Loss Equation, RUSLE)估算研究區(qū)的土壤保持量,其具體表達(dá)式為：

SC=SEP-SEV=R×K×L×S(1-C-P)

(10)

式中,SC、SEP和SEV分別為土壤保持量、潛在土壤侵蝕量和實(shí)際土壤侵蝕量(t km-2a-1)；R為降雨侵蝕力因子(MJ mm km-2h-1a-1)；K為土壤可蝕性因子(t km2h km-2MJ-1mm-1)；L、S、C和P分別為坡長(zhǎng)因子、坡度因子、植被因子和管理因子,均為無(wú)量綱。本研究在估算降雨侵蝕力因子時(shí)優(yōu)先選擇了Yang和Lu[34]對(duì)我國(guó)北方的降雨侵蝕力因子的重構(gòu)方案：

(11)

(12)

a=17.554×β-7.042

(13)

式中,R為半月尺度的降雨侵蝕量；Pj為既定半月中第j天的降雨量；a和β均為適宜于我國(guó)北方的經(jīng)驗(yàn)系數(shù)；Pd12和Py12分別為降雨量大于等于12 mm的日子的日平均降雨量和年平均降雨量。

(14)

式中,sand、silt、clay和oc分別為土壤砂粒、粉砂、粘粒和土壤上層有機(jī)碳的質(zhì)量含量(%)；sni=1-sand/100 。

(15)

(16)

(17)

式中,λ、θ和m分別為從DEM提取的坡長(zhǎng)、坡度和坡度坡長(zhǎng)指數(shù)；fvc為地表植被蓋度。根據(jù)不同的土地利用/覆被類型和坡度確定P值[35]。

1.3.6景觀多樣性指標(biāo)的計(jì)算

人為干擾生態(tài)系統(tǒng)對(duì)景觀格局有直接的影響,而景觀指數(shù)能夠定量反映景觀結(jié)構(gòu)的組成、空間配置和動(dòng)態(tài)變化[36]。本研究所選取的香農(nóng)多樣性指數(shù)(Shannon′s diversity index, SHDI)刻畫(huà)了景觀的破碎程度,其值越大,說(shuō)明斑塊類型增加或各斑塊類型所占面積比例趨于相似,則景觀破碎化程度越高。蔓延度指數(shù)(Contagion index, CONTAG)用于測(cè)量景觀是否由多種要素聚集分布,反映景觀組分的空間配置特征,當(dāng)某一個(gè)單一類型在景觀中占較大比例時(shí),蔓延度指數(shù)就大,說(shuō)明同類型的斑塊連接性較高[28,36]。以土地利用柵格地圖為輸入,運(yùn)用Fragstats 4.1計(jì)算每年的景觀指數(shù)。

1.3.7多指標(biāo)集成

為了將評(píng)價(jià)指標(biāo)體系中指標(biāo)集成為單指標(biāo),本研究使用層次分析法確定西北干旱區(qū)生態(tài)恢復(fù)綜合效益評(píng)價(jià)體系中各指標(biāo)的權(quán)重值,權(quán)重分布情況如表1。同時(shí),為了解決指標(biāo)之間單位不一致的問(wèn)題,本研究對(duì)各指標(biāo)進(jìn)行了標(biāo)準(zhǔn)化處理,具體方法如下：

(18)

(19)

式中,vij_std為標(biāo)準(zhǔn)化后的vij；Vij為指標(biāo)vij的時(shí)間序列；bi為各標(biāo)準(zhǔn)層指標(biāo)的權(quán)重；wij為第i個(gè)標(biāo)準(zhǔn)層第j個(gè)指標(biāo)層的指標(biāo)的vij所對(duì)應(yīng)的權(quán)重；EcoEff為生態(tài)恢復(fù)效益指標(biāo)。

2 結(jié)果分析

2.1 生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)的時(shí)空變化

圖2 西北干旱區(qū)土地利用類型時(shí)空分布Fig.2 Tempo-spatial variation of land use types in study area

本研究統(tǒng)計(jì)了1990、1995、2000、2005、2010及2015年研究區(qū)及其各子區(qū)生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)指標(biāo)的物理量(林草面積占比、植被覆蓋度、香農(nóng)多樣性指標(biāo)和蔓延度指標(biāo))物理量(圖2、圖3和表3)。由圖2可知,全區(qū)林草覆被空間分異明顯,主要集中分布于山地地區(qū)(林草約占全區(qū)山地面積的51.4%),且山地的林草面積呈微弱的增加趨勢(shì),增幅為0.044%,而綠洲和荒漠的林草面積占比則呈輕微的下降趨勢(shì)。就14個(gè)子區(qū)而言,除伊犁地區(qū)山地和平原的林草占比均下降以外,其他4個(gè)大區(qū)的林草面積占比隨時(shí)間的變化趨勢(shì)與整個(gè)西北地區(qū)相似,即荒漠和綠洲的林草面積占比下降,山地的林草面積占比上升。對(duì)于植被覆蓋度而言,1990—2015年全區(qū)綠洲植被覆蓋度顯著增加(0.032 a-1,R2=0.78),而荒漠和山地植被覆蓋度均呈微弱的下降趨勢(shì)(圖3)。對(duì)于14個(gè)子區(qū)而言,伊犁地區(qū)山地和平原的植被覆蓋度均增加,東疆和阿拉善-河西走廊地區(qū)的綠洲和山地,以及北疆和南疆的綠洲植被覆蓋度都呈上升趨勢(shì)；其余的子系統(tǒng),即東疆和阿拉善-河西走廊的荒漠地區(qū),及北疆和南疆的荒漠和山地的植被覆蓋度則呈下降趨勢(shì)。

圖3 西北干旱區(qū)植被覆蓋度時(shí)空分布Fig.3 Tempo-spatial variation of vegetation coverage in study area

景觀格局指標(biāo)Metrics子區(qū) Subregion199019952000200520102015香農(nóng)多樣性指數(shù)北疆1.1731.1721.1801.1961.2031.223SHDI南疆0.9030.9030.9190.9280.9300.944東疆0.5230.5240.5280.5320.5340.540阿拉善-河西走廊地區(qū)0.7250.8080.7210.7280.7300.743伊犁地區(qū)1.2371.2401.2621.2811.2841.297全區(qū)0.9330.9440.9420.9510.9540.969蔓延度北疆53.46553.52152.62851.93551.61750.488CONTAG/%南疆63.76263.78462.88462.59062.50861.882東疆80.74580.70680.48880.30680.22479.876阿拉善-河西走廊地區(qū)69.21865.52969.35369.10369.01168.370伊犁地區(qū)46.04245.75944.26543.58943.46542.584全區(qū)62.73262.13162.13961.77861.65260.937

由表3可知,伊犁地區(qū)和北疆的香農(nóng)多樣性指數(shù)高于其他3個(gè)子區(qū)及全區(qū)平均水平,表明這兩個(gè)地區(qū)的景觀多樣性高于其他子區(qū),反之,香農(nóng)多樣性指數(shù)最低的東疆則景觀最為單一。1990—2015年全區(qū)香農(nóng)多樣性指數(shù)增加了0.036,說(shuō)明景觀由少數(shù)因素控制逐漸向多因素控制轉(zhuǎn)變,景觀的異質(zhì)性有所提高,并向著多樣化發(fā)展。5個(gè)子區(qū)中僅阿拉善-河西走廊地區(qū)的香農(nóng)多樣性指數(shù)微弱降低,其他4個(gè)子區(qū)的香農(nóng)多樣性指數(shù)均顯著增加。東疆的蔓延度明顯高原其他子區(qū)及全區(qū)平均值,說(shuō)明東疆地區(qū)相較于其他子區(qū)斑塊之間的連通性更高,斑塊之間的團(tuán)聚性更高,反之,蔓延度最低的伊犁地區(qū)的斑塊間連通性和團(tuán)聚度都最低。研究區(qū)內(nèi)所有子區(qū)的蔓延度都顯著下降,平均下降速率為0.31%·a-1(R2=0.92),表明全區(qū)景觀相同類型斑塊間聚集程度越來(lái)越低,連通性也逐漸降低。

2.2 生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量的時(shí)空變化

本研究選用土壤含水量和凈初級(jí)生產(chǎn)力兩個(gè)指標(biāo)來(lái)表征研究區(qū)的生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量,估算并統(tǒng)計(jì)了1990—2015年各子區(qū)兩個(gè)生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量指標(biāo)的平均值(圖4和圖5)。其中,土壤含水量使用的是0—10 cm土層深度的含水量,可以表征地表的干燥程度。圖4表明,研究區(qū)內(nèi)綠洲的土壤表層含水量>山地的表層土壤含水量>荒漠的土壤表層含水量,其多年平均值分別為0.17,0.15 m3/m3和0.13 m3/m3。不同于全區(qū)土壤含水量分布特征,北疆、阿拉善-河西走廊地區(qū)和伊犁地區(qū)內(nèi)的山地系統(tǒng)土壤表層含水量高于各大區(qū)內(nèi)的綠洲和荒漠。時(shí)間上,1990—2015年全區(qū)及所有子區(qū)的山地-綠洲-荒漠子系統(tǒng)內(nèi)的表層土壤含水量都呈上升趨勢(shì),其中,伊犁地區(qū)的平原和山地土壤含水量上升最快,速率分別為0.018 m3·m-3a-1和0.015 m3·m-3a-1。除阿拉善-河西走廊地區(qū)的山地土壤水分含量上升速率比該區(qū)內(nèi)綠洲和荒漠的土壤水分上升速率快以外,北疆、南疆和東疆的綠洲土壤含水量上升速率高于對(duì)應(yīng)大區(qū)中的山地和荒漠。

圖4 西北干旱區(qū)土壤含水量時(shí)空分布/(m3/m3)Fig.4 Tempo-spatial variation of soil moisture in the study area

由圖5可知,全區(qū)綠洲和山地的多年平均凈初級(jí)生產(chǎn)力明顯高于荒漠,三者平均值分別為316.6 gC m-2a-1,209.4 gC m-2a-1和101.5 gC m-2a-1。時(shí)間上,全區(qū)綠洲和山地的凈初級(jí)生產(chǎn)力呈增加趨勢(shì),荒漠的凈初級(jí)生產(chǎn)力則降低,且綠洲的凈初級(jí)生產(chǎn)力速率變化最快(56.3 gC m-2a-2,R2=0.88)。從各子區(qū)來(lái)看,北疆和伊犁地區(qū)的山地-綠洲-荒漠子系統(tǒng)的凈初級(jí)生產(chǎn)力都呈上升趨勢(shì),而其他3個(gè)大區(qū)的凈初級(jí)生產(chǎn)力變化趨勢(shì)呈現(xiàn)出與研究區(qū)全區(qū)類似的特征。鑒于伊犁地區(qū)的降水量與初級(jí)生產(chǎn)力有顯著的相關(guān)性,故而該區(qū)初級(jí)生產(chǎn)力的增加可能是降水量增加所致[35]。

圖5 西北干旱區(qū)凈初級(jí)生產(chǎn)力空間分布變化/(gC m-2a-1)Fig.5 Tempo-spatial variation of net primary production productivity

2.3 生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的時(shí)空變化

RUSLE模型和RWEQ模型模擬的土壤保持功能量和防風(fēng)固沙功能量,以及降水量所表征的氣候調(diào)節(jié)功能量分別如圖6、圖7和圖8所示。結(jié)果表明,西北地區(qū)的山地系統(tǒng)相較于綠洲和荒漠系統(tǒng)的土壤保持量較高,子系統(tǒng)中,伊犁地區(qū)山地的土壤保持量也明顯高于其他4個(gè)大區(qū)的山地,伊犁地區(qū)的平原也高于其他4個(gè)大區(qū)的綠洲和荒漠的土壤保持量。從時(shí)間上來(lái)看,全區(qū)山地的土壤保持量呈輕微上升趨勢(shì)(13.2 t km-2a-2,R2=0.14),而荒漠和綠洲的土壤保持量下降。對(duì)于14個(gè)子區(qū),東疆和南疆的山地-綠洲-荒漠系統(tǒng)的土壤保持量均上升,平均速率為67.5 t km-2a-2,其他子區(qū)的土壤保持量都下降,平均速率為105.6 t km-2a-2。

圖6 西北干旱區(qū)土壤保持服務(wù)功能時(shí)空分布/(t km-2 a-1)Fig.6 Tempo-spatial variation of soil conservation ecosystem service in the study area

由圖7可知,西北地區(qū)荒漠系統(tǒng)的防風(fēng)固沙量明顯高于綠洲和山地,北疆、阿拉善-河西走廊地區(qū),以及南疆的塔里木盆地東緣防風(fēng)固沙量高于全區(qū)其他地區(qū)。伊犁地區(qū)的防風(fēng)固沙量最低,約為防風(fēng)固沙量最多的阿拉善-河西走廊地區(qū)(84.5 t hm-2a-1)的0.04倍。從時(shí)間上來(lái)看,除阿拉善-河西走廊地區(qū)的防風(fēng)固沙量呈上升趨勢(shì)以外,西北干旱區(qū)的防風(fēng)固沙量主要呈下降趨勢(shì),山地-綠洲-荒漠子系統(tǒng)的防風(fēng)固沙量下降速率分別為-7.8,-10.7,-17.3 t hm-2a-2。

圖8 西北干旱區(qū)年降水量時(shí)空分布/mmFig.8 Tempo-spatial variation of annual precipitation in the study area

由圖8可知,研究區(qū)的山地降水量明顯高于綠洲和荒漠,1990—2015年的多年平均值為213 mm,大約是綠洲降水量的2倍,荒漠降水量的3倍。對(duì)于5個(gè)大區(qū),伊犁地區(qū)的降水量明顯高于其他4個(gè)子區(qū),其多年平均值約為374 mm,約為降水量最低的南疆多年平均降水量的3.6倍。從時(shí)間上來(lái)看,研究區(qū)的綠洲和山地系統(tǒng)降水量呈增加趨勢(shì),而荒漠的降水量則逐漸降低；每個(gè)大區(qū)內(nèi),山地、綠洲、荒漠3個(gè)子系統(tǒng)的降水量隨時(shí)間的變化趨勢(shì)相似,主要差異存在與大區(qū)之間：伊犁地區(qū)和南疆的山地-綠洲-荒漠系統(tǒng)降水量均增加,其他3個(gè)大區(qū)的山地-綠洲-荒漠系統(tǒng)降水量均下降。結(jié)果表明,伊犁地區(qū)和南疆的氣候逐漸轉(zhuǎn)向濕潤(rùn),而北疆、東疆和阿拉善-河西走廊地區(qū)的氣候則略有變干燥的跡象。

2.4 生態(tài)恢復(fù)效益的時(shí)空變化

本研究咨詢干旱區(qū)自然地理、生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)和生態(tài)系統(tǒng)健康評(píng)估中有豐富經(jīng)驗(yàn)的專家獲取各指標(biāo)的相對(duì)重要性,并運(yùn)用層次分析法得到各層指標(biāo)的權(quán)重,結(jié)合歸一化后的各指標(biāo)值,集成西北干旱區(qū)生態(tài)恢復(fù)效益指標(biāo),其時(shí)空分布和變化趨勢(shì)如圖9和圖10所示。圖9表明西北地區(qū)生態(tài)恢復(fù)效益時(shí)空差異明顯。從空間上來(lái)看,東疆山地和綠洲的多年平均生態(tài)恢復(fù)效益最高(0.52和0.50),南疆荒漠的生態(tài)恢復(fù)效益最低(0.42)。從時(shí)間上來(lái)看,山地-綠洲-荒漠各子系統(tǒng)達(dá)到生態(tài)恢復(fù)進(jìn)程不一致,區(qū)域間生態(tài)恢復(fù)亦不同步。西北地區(qū)大部分山地的最高生態(tài)恢復(fù)效益則在2010—2015年,綠洲的生態(tài)恢復(fù)效益最高則出現(xiàn)在2005—2010,荒漠在2000—2005年期間達(dá)到最高的生態(tài)恢復(fù)效益。

圖9 西北干旱區(qū)生態(tài)恢復(fù)綜合效益時(shí)空分布Fig.9 Tempo-spatial variation of ecological restoration effectiveness of study area

圖10表明,西北地區(qū)綠洲和山地的生態(tài)恢復(fù)效益呈增加趨勢(shì),荒漠的生態(tài)恢復(fù)效益則逐漸降低。其中南疆綠洲和伊犁地區(qū)的生態(tài)恢復(fù)效益增加速率最快,北疆和東疆綠洲的生態(tài)恢復(fù)效益增加速率遠(yuǎn)不及南疆和伊犁地區(qū)的綠洲。南疆綠洲主要分布在塔里木河流域及其周邊,在國(guó)家“九五”攻關(guān)專題“塔里木河整治與生態(tài)環(huán)境保護(hù)”中,向塔里木河的尾閭湖泊生態(tài)輸水,水流至的地區(qū)植被覆蓋度增加[16],生物多樣性也增加[17-18],地下水位抬升,加之氣候的暖濕化[16],塔里木河流域的生態(tài)恢復(fù)效益逐漸增加[16]。伊犁地區(qū)大力實(shí)施退牧還林(草),植被覆蓋度增加,加之該區(qū)歷史性的水分條件良好,防風(fēng)固沙量雖然不及1990年,但自三北防護(hù)林和天然林資源保護(hù)工程實(shí)施以來(lái),該區(qū)山地和平原的防風(fēng)固沙量均呈增加趨勢(shì)[37],而降水量的增加可能增加了該區(qū)的土壤侵蝕量,由于西北地區(qū)防風(fēng)固沙服務(wù)的重要性要遠(yuǎn)大于降雨侵蝕量,所以該區(qū)的生態(tài)恢復(fù)效益持續(xù)增加。各大區(qū)荒漠子系統(tǒng)的生態(tài)恢復(fù)效益均下降,表明西北地區(qū)荒漠的生態(tài)保護(hù)與重建工作尚未收到成效,需要改善該區(qū)所實(shí)施的生態(tài)恢復(fù)措施或調(diào)整實(shí)施方案。所有山地子系統(tǒng)的生態(tài)恢復(fù)效益呈增加趨勢(shì),主要由于天然資源林保護(hù)工程和退牧還林(草)工程主要發(fā)生在山地,并且受海洋暖濕氣流影響和冰川融水的影響,山地多成為西北干旱區(qū)的濕島,為植被恢復(fù)提供了良好的水溫環(huán)境,共同促進(jìn)了山地子系統(tǒng)的生態(tài)恢復(fù)。

圖10 1990—2015年西北干旱區(qū)生態(tài)恢復(fù)效益變化速率Fig.10 Change rate of ecological restoration effectiveness during 1990—2015

3 結(jié)論與討論

本研究基于西北干旱區(qū)的自然地理特征和生態(tài)環(huán)境狀況,以及主要的生態(tài)修復(fù)與治理工程的預(yù)期目標(biāo),并綜合考慮數(shù)據(jù)的可獲取性,構(gòu)建適宜于西北干旱區(qū)的生態(tài)恢復(fù)效益評(píng)價(jià)指標(biāo)體系,集成地面氣象觀測(cè)資料、陸面模型模擬數(shù)據(jù)以及微波和光學(xué)遙感數(shù)據(jù)等多源數(shù)據(jù)估算各指標(biāo),本地化關(guān)鍵陸面參數(shù),綜合多指標(biāo)形成生態(tài)恢復(fù)綜合效益指標(biāo)對(duì)西北干旱區(qū)山地-綠洲-荒漠系統(tǒng)的生態(tài)恢復(fù)效益進(jìn)行了宏觀定量化評(píng)估。

由于可獲取的數(shù)據(jù)有限,本研究也存在一些局限性。本研究所使用的氣象要素柵格數(shù)據(jù)為地面站觀測(cè)資料的空間插值結(jié)果,雖然采用了專業(yè)的氣象插值軟件,但由于氣象要素多變的特點(diǎn)仍無(wú)法避免誤差,尤其是氣象站分布稀疏的高山地區(qū)、南疆塔克拉瑪干沙漠和北疆的古爾班通古特沙漠。全球陸面數(shù)據(jù)同化系統(tǒng)的Noah模型所模型表層土壤含水量雖然適用于本研究區(qū),但其空間分辨低(0.25°×0.25°),實(shí)測(cè)的土壤濕度樣本點(diǎn)數(shù)據(jù)與Noah模型模擬的像元級(jí)數(shù)據(jù)的空間尺度不一致性勢(shì)必會(huì)對(duì)適宜性評(píng)價(jià)造成一定影響。指標(biāo)體系是實(shí)現(xiàn)綜合評(píng)估的基礎(chǔ),本研究中所選用的指標(biāo)雖然已盡可能涵蓋生態(tài)系統(tǒng)特征的各方面,但仍有疏漏,如空氣質(zhì)量和產(chǎn)水量等。同時(shí),為了進(jìn)一步完善該研究,未來(lái)可補(bǔ)充實(shí)地調(diào)研資料驗(yàn)證各地區(qū)生態(tài)恢復(fù)效益評(píng)估結(jié)果。

總體而言,1990—2015年?yáng)|疆荒漠綠洲和山地生態(tài)恢復(fù)效益最高,南疆荒漠生態(tài)恢復(fù)效益最低；荒漠的生態(tài)恢復(fù)效益呈下降趨勢(shì),綠洲和山地的生態(tài)恢復(fù)效益呈上升趨勢(shì)。分別從生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)、質(zhì)量和功能3個(gè)角度來(lái)看：(1)生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)：荒漠和綠洲的林草面積占比下降,山地的林草面積占比上升；綠洲和山地的植被蓋度普遍增加,而荒漠的植被覆蓋度則下降；全區(qū)山地-綠洲-荒漠子系統(tǒng)的景觀斑塊朝著分散化和多樣化的方向發(fā)展。(2)生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量：北疆和伊犁地區(qū)的山地-綠洲-荒漠子系統(tǒng)的凈初級(jí)生產(chǎn)力都呈上升趨勢(shì)；土壤表層濕潤(rùn)化。(3)生態(tài)系統(tǒng)功能：西北干旱區(qū)全區(qū)及所有子區(qū)的土壤保持量和防風(fēng)固沙量都呈下降趨勢(shì)；山地和綠洲則更加濕潤(rùn),荒漠干旱程度增加。