祝 萍,劉 鑫,鄭瑜晗,王世豪,黃 麟

1 中國科學院地理科學與資源研究所生態(tài)系統(tǒng)網(wǎng)絡觀測與模擬重點實驗室, 北京 100101

2 中國科學院大學, 北京 100049

3 生態(tài)環(huán)境部信息中心, 北京 100029

4 中國科學院地理科學與資源研究所區(qū)域可持續(xù)發(fā)展分析與模擬重點實驗室, 北京 100101

5 中國科學院地理科學與資源研究所資源與環(huán)境信息系統(tǒng)國家重點實驗室, 北京 100101

6 中國科學院地理科學與資源研究所陸地表層格局與模擬重點實驗室， 北京 100101

北方防沙帶是我國“兩屏三帶”生態(tài)安全戰(zhàn)略格局的重要組成部分[1],在防風固沙、保持水土、調(diào)節(jié)氣候、農(nóng)牧產(chǎn)品供給、生物多樣性維持等方面都具有重要生態(tài)意義[2-3]。然而,北方干旱半干旱區(qū)也是我國沙漠分布最廣、荒漠化發(fā)展最快、受風沙危害最嚴重的生態(tài)極脆弱區(qū),特別是半干旱地區(qū)向半濕潤地區(qū)、高原向丘陵平原、草原牧區(qū)向農(nóng)耕區(qū)過渡的農(nóng)牧交錯帶[4-7],以及沿內(nèi)陸河分布或位于內(nèi)陸河下游的綠洲地區(qū)。長期以來,由于其自然生態(tài)的脆弱性、區(qū)域氣候變化疊加超載過牧、草地開墾等人類不合理利用方式,該地區(qū)出現(xiàn)了退化、沙化、鹽漬化等草地“三化”、沙塵暴災害、河川斷流、湖泊干涸、綠洲消亡等一系列嚴重生態(tài)問題[7-9]。

為了構建并提升國家生態(tài)安全屏障的服務功能,按照生態(tài)脆弱性和重要性,劃定了25個承擔涵養(yǎng)水源、保持水土、防風固沙、生物多樣性維護等重要生態(tài)功能的區(qū)域作為國家重點生態(tài)功能區(qū)[10-11]。自2008年開始,通過實施中央對地方重點生態(tài)功能區(qū)轉(zhuǎn)移支付政策[12],推進生態(tài)文明建設和高質(zhì)量發(fā)展,引導地方政府加強生態(tài)環(huán)境保護,以提高生態(tài)功能重要地區(qū)所在地政府的基本公共服務保障能力。截至2020年,對重點生態(tài)功能區(qū)所涉及近700個縣實行轉(zhuǎn)移支付超過5000億元。轉(zhuǎn)移支付效果如何,實施轉(zhuǎn)移支付區(qū)域的生態(tài)服務功能是否有所提升,是近年來管理部門和學術界的關注焦點。相關研究聚焦在轉(zhuǎn)移支付政策、考核辦法及縣域生態(tài)環(huán)境質(zhì)量評價[13- 15],生態(tài)功能區(qū)生態(tài)系統(tǒng)結構、核心服務功能變化與人類活動的影響[16-17]、生態(tài)承載力[18]、可持續(xù)發(fā)展能力[19]、鄉(xiāng)村人居環(huán)境演變[20]等方面。

然而,由于強調(diào)重點生態(tài)功能區(qū)的關鍵生態(tài)功能,忽略了其他同樣較為重要的服務功能,進而出現(xiàn)了調(diào)節(jié)與供給服務之間此消彼長的權衡現(xiàn)象。生態(tài)系統(tǒng)服務之間具有相互交織、復雜的非線性關系[21],疊加人類對生態(tài)系統(tǒng)服務選擇的不同偏好[22],生態(tài)系統(tǒng)格局-過程-功能-服務的變化,都會導致生態(tài)系統(tǒng)服務之間的權衡/協(xié)同關系[23-24]。實際應用中,一般利用數(shù)學統(tǒng)計、空間制圖、情景模擬、多目標決策和服務流動性分析等方法,開展不同時空尺度下不同服務類型之間的權衡與協(xié)同關系研究[25]。近年來,開展生態(tài)系統(tǒng)服務權衡分析,認識生態(tài)系統(tǒng)服務之間關系,已成為生態(tài)管理決策與調(diào)控的重要依據(jù),應用于農(nóng)業(yè)、漁業(yè)生產(chǎn)[26-27]、森林經(jīng)營管理[28]、海洋空間規(guī)劃[29]、能源管理[30]等方面。然而,生態(tài)系統(tǒng)服務權衡具有相對復雜的時空尺度,難點在于如何刻畫不同尺度生態(tài)系統(tǒng)結構、過程、功能、服務變化之間的相互作用及其影響因素[25]。

以草地和荒漠為主的北方草原重要生態(tài)功能區(qū),既要通過生態(tài)保護和修復保障生態(tài)安全,也要通過畜牧業(yè)可持續(xù)發(fā)展保障糧食安全,同步推進生態(tài)保護與生產(chǎn)利用是追求的目標,因此,分析過去一段時期生態(tài)系統(tǒng)調(diào)節(jié)與供給服務的時空變化,探究生態(tài)系統(tǒng)服務之間的權衡與協(xié)同關系,對于解決生態(tài)保護與生產(chǎn)利用之間的矛盾具有重要的科學意義。本文以北方農(nóng)牧交錯帶和內(nèi)陸河下游綠洲地區(qū)6個草原與荒漠化防治重點生態(tài)功能區(qū)為例,利用遙感監(jiān)測、模型模擬、空間分析等手段,分析其2000—2015年主要生態(tài)系統(tǒng)類型與防風固沙、土壤保持、水源涵養(yǎng)、牧草供給等主要生態(tài)系統(tǒng)服務的時空變化狀況,進而揭示重點生態(tài)功能區(qū)生態(tài)系統(tǒng)供給與調(diào)節(jié)服務之間的權衡與協(xié)同關系,為重點生態(tài)功能區(qū)生態(tài)保護與建設提出有針對性的措施建議。

1 研究區(qū)概況

本文以塔里木河荒漠化防治生態(tài)功能區(qū)(簡稱塔里木河)、阿爾金草原荒漠化防治生態(tài)功能區(qū)(簡稱阿爾金)、陰山北麓草原生態(tài)功能區(qū)(簡稱陰山北麓)、渾善達克沙漠化防治生態(tài)功能區(qū)(簡稱渾善達克)、科爾沁草原生態(tài)功能區(qū)(簡稱科爾沁)、呼倫貝爾草原草甸生態(tài)功能區(qū)(簡稱呼倫貝爾)作為研究區(qū)(圖1)。塔里木河是“絲綢之路經(jīng)濟帶”核心區(qū)和國家西北的重要生態(tài)屏障[31],阿爾金是我國西北荒漠區(qū)特有野生動植物的生物物種基因庫[32],是我國西北的重要生態(tài)屏障。陰山北麓、渾善達克、科爾沁、呼倫貝爾地處第二階梯和第三階梯的過渡地帶,是多種生態(tài)系統(tǒng)的交錯地帶,是京津乃至整個華北地區(qū)的重要生態(tài)屏障[33- 35]。

圖1 研究區(qū)位置示意圖Fig.1 Spatial distribution of study areas

2 數(shù)據(jù)與方法

本文首先分析了研究區(qū)內(nèi)生態(tài)系統(tǒng)類型和植被覆蓋度情況,然后分析了供給型服務(牧草供給)和調(diào)節(jié)型服務(水土保持、水源涵養(yǎng)、防風固沙)的協(xié)同權衡關系。

2.1 生態(tài)系統(tǒng)類型及變化數(shù)據(jù)

基于劉紀遠等[36]完成的中國土地利用/覆被變化數(shù)據(jù)庫,生成2000年和2015年全國100m空間分辨率的土地利用/覆被柵格數(shù)據(jù)集。基于該數(shù)據(jù)集將生態(tài)系統(tǒng)類型劃分為森林、草地、濕地、農(nóng)田、城鎮(zhèn)、荒漠6個類型。森林生態(tài)系統(tǒng)即木本為主的植物群落,包括自然、半自然植被及集約化經(jīng)營和管理的人工木本植被。草地生態(tài)系統(tǒng)是一年或多年生草本植被為主的植物群落。濕地生態(tài)系統(tǒng)包括沼澤、水域、永久性冰川、灘地等。農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)是以收獲為目的、有耕犁活動的人工種植草本植物覆蓋表面。城鎮(zhèn)生態(tài)系統(tǒng)即人工建造用于城鄉(xiāng)居民點、工礦、交通等的陸地表面?；哪陜?nèi)最大植被覆蓋度小于20%的地表。對各生態(tài)系統(tǒng)類型空間數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析,綜合評價6大生態(tài)系統(tǒng)類型。

2.2 植被覆蓋度及變化數(shù)據(jù)

基于2000—2015年MODIS NDVI數(shù)據(jù),利用像元二分模型理論計算植被覆蓋度。該理論認為一個像元的NDVI值是由綠色植被貢獻的信息與無植被覆蓋貢獻的信息組合而成,根據(jù)以下公式計算得到研究區(qū)2000—2015年的年最大植被覆蓋度數(shù)據(jù)：

(1)

式中,FVC是植被覆蓋度,本文采用5%的置信區(qū)間,NDVImax是純植被像元的NDVI值,此處用95%處的NDVI值,NDVImin是完全無植被覆蓋像元的NDVI值,此處用5%處的NDVI值。

采用最小二乘法分析植被覆蓋度的年際變化趨勢,計算公式為：

(2)

式中,i為2000年到2015年的年序號,slo為植被覆蓋度的變化趨勢是增加,如果值為正,說明植被覆蓋度是增加的,反之則是減少。

2.3 生態(tài)系統(tǒng)服務估算方法2.3.1 防風固沙服務量

在充分考慮氣候條件、地表土壤的粗糙度、植被狀況、土壤可蝕性、土壤結皮的情況下,本文利用修正的土壤風蝕方程(RWEQ)估算區(qū)域土壤風蝕模數(shù)。

(3)

Qmax=109.8×WF×EF×SCF×K′×COG

(4)

式中,Mw表示土壤風蝕模數(shù),x表示地塊長度,Qx表示x處的沙通量(kg/m),Qmax表示風力的最大輸沙能力(kg/m),s表示關鍵地塊長度(m)。WF表示氣象因子,EF表示土壤可蝕性成分因子,SCF表示土壤結皮因子,K′表示土壤糙度因子,COG表示植被因子。氣候因子中的風和土壤濕度根據(jù)中國氣象科學數(shù)據(jù)共享服務網(wǎng)(http://cdc.cma.gov.cn)下載的日均風速、降水、溫度、日照時數(shù)等計算;雪蓋因子利用從中國西部環(huán)境與生態(tài)科學數(shù)據(jù)中心(http://westdc.westgis.ac.cn)下載的中國雪深長時間序列數(shù)據(jù)集來計算。土壤可蝕性因子根據(jù)Fryear等[37]方程計算。土壤數(shù)據(jù)來源于西部環(huán)境與生態(tài)科學數(shù)據(jù)中心1∶100 萬土壤類型圖所附的土壤屬性表和空間數(shù)據(jù)。根據(jù)文獻收集地面測定的我國不同地區(qū)的風蝕模數(shù)結果[38-41]對本估算結果進行驗證。

通過對生態(tài)系統(tǒng)防風固沙服務量進行定量分析來衡量生態(tài)系統(tǒng)防風固沙的能力。防風固沙服務量為裸土條件和地表覆蓋植被條件下的土壤風蝕量的差值:

SLsv=SLs-SLv

(5)

式中,SLsv表示防風固沙服務量,SLs表示裸土條件下的潛在土壤風蝕量,SLv表示植被覆蓋條件下的現(xiàn)實土壤風蝕量。

2.3.2水源涵養(yǎng)服務量

通過對比幾種水源涵養(yǎng)量估算方法在量級與變化趨勢上的差異,采用降水貯存量法[42-43]并改進了各項參數(shù), 估算典型生態(tài)功能區(qū)草地、林地、濕地生態(tài)系統(tǒng)水源涵養(yǎng)量,表示為：

Q=M×J×R0

(6)

J=J0×K0

(7)

式中：Q為與裸地相比較,森林、草地和濕地生態(tài)系統(tǒng)涵養(yǎng)水分的增加量(m3),M為生態(tài)系統(tǒng)面積(hm2),J為產(chǎn)流降水量(mm),J0為年均降水量(mm),K0為產(chǎn)流降水量占降水總量的比例,R0為與裸地相比較,生態(tài)系統(tǒng)減少徑流的效益系數(shù)。通過搜集已發(fā)表文獻的實測降雨產(chǎn)流臨界值,以臨近國家氣象臺站實測日降水數(shù)據(jù)修正同時期的TRMM逐日3h降水量數(shù)據(jù),累積單次降雨量大于降雨產(chǎn)流臨界值的數(shù)值得到單點產(chǎn)流降雨量占降雨總量的比例,再與多年平均河川徑流系數(shù)建立線性關系,得到區(qū)域產(chǎn)流降雨量占降雨總量比例的空間分布。森林減少徑流的效益系數(shù)主要通過已有的文獻資料收集得到,草地降雨徑流率根據(jù)草地植被覆蓋度計算得到,不同植被覆蓋度[44]下高寒草甸的降水產(chǎn)流特征采用李元壽等[43]的研究結果。

2.3.3土壤保持服務量

采用修正通用水土流失方程(RUSLE)估算區(qū)域尺度土壤水蝕模數(shù)。通過對生態(tài)系統(tǒng)土壤保持量進行定量分析來衡量生態(tài)系統(tǒng)保育土壤的能力。土壤保持量為生態(tài)系統(tǒng)在極度退化狀況下的土壤流失量與現(xiàn)實狀況下土壤流失量的差值。

AC=R×K×L×S×CD-CR×P

(8)

式中,AC為土壤保持量,R是降雨侵蝕力因子,K為土壤可蝕性因子,L是坡長因子,S是坡度因子,C是覆蓋和管理因子,CD和CR分別表示生態(tài)系統(tǒng)在極度退化狀況下和現(xiàn)實狀況下的土地覆蓋和管理因子。P為水土保持措施因子。R采用基于日降雨量資料的半月降雨侵蝕力模型[45]來估算。K采用Nomo圖法計算[46],L和S的估算基于McCool等[47]和劉寶元等[48]的方法,C根據(jù)蔡崇法[49]的方法計算確定。

2.3.4牧草供給服務量

利用MODIS的植被凈初級生產(chǎn)力(NPP)數(shù)據(jù)產(chǎn)品與草地地下地上生物量比例估算草地產(chǎn)草量[50],得到2000—2015年研究區(qū)草地生態(tài)系統(tǒng)牧草供給量數(shù)據(jù)。公式如下：

(9)

式中,Ym為單位面積草地產(chǎn)草量(kg/hm2),r為草地植被地下/地上生物量比例,取值參考馬安娜等[51]。t是生物量到生產(chǎn)力的轉(zhuǎn)換系數(shù),取值0.45[50]。

2.4 權衡與協(xié)同分析方法

基于逐像元空間相關分析方法,計算兩組長時間序列生態(tài)系統(tǒng)服務之間的相關系數(shù), 并利用其正負相關性關系判斷兩種生態(tài)系統(tǒng)服務之間的權衡與協(xié)同關系。相關系數(shù)計算公式如下：

(10)

根據(jù)相關系數(shù)的零假設檢驗T檢驗方法,判斷生態(tài)系統(tǒng)服務之間相互關系的顯著性。T檢驗公式如下：

(11)

式中,R是對應的偏相關系數(shù),n是樣本觀測數(shù),此處取值16。當T>T0.05,14時,即P<0.05,拒絕原假設,相關性結果顯著;當T>T0.01,14時,即P<0.01,拒絕原假設,相關性結果極顯著。T0.05,14和T0.01,14查閱T檢驗表確定。查閱T值表時,根據(jù)經(jīng)驗兩種服務間可能存在正相關和負相關,所以用雙側(cè)界線。

3 結果與分析

3.1 2000—2015年北方重點生態(tài)功能區(qū)生態(tài)系統(tǒng)面積與植被覆蓋度變化

2000—2015年,塔里木河以草地和農(nóng)田之間的轉(zhuǎn)換為主。草地面積凈減少2425.6km2,占2000年草地面積的2.1%。其中,草地減少面積2818.6km2,主要轉(zhuǎn)換為農(nóng)田;草地增加面積393.0km2,主要來源于濕地。農(nóng)田面積凈增加3678.0km2,占2000年農(nóng)田面積的33.4%。其中,農(nóng)田減少面積108.4km2,主要轉(zhuǎn)換為草地和城鎮(zhèn);農(nóng)田增加面積3786.4km2,主要來源于草地(表1)。

表1 2000—2015年各重點生態(tài)功能區(qū)生態(tài)系統(tǒng)類型變化/km2Table 1 Area changes of ecosystem in key ecological function zones from 2000 to 2015

阿爾金以草地和荒漠之間的轉(zhuǎn)換為主。草地面積凈減少337.9km2,占2000年草地面積的0.5%。其中,草地減少面積438.1km2,主要轉(zhuǎn)換為濕地和農(nóng)田;草地增加面積100.1km2,主要來源于荒漠?；哪娣e凈減少687.8km2,占2000年荒漠面積的0.3%。其中,荒漠減少面積為714.8km2,主要轉(zhuǎn)換為濕地、農(nóng)田和城鎮(zhèn)。

陰山北麓以草地和荒漠之間的轉(zhuǎn)換。草地面積凈增加308.0km2,占2000年草地面積的0.5%。其中,草地減少面積423.8km2,主要轉(zhuǎn)換為荒漠;草地增加面積863.0km2,主要來源于荒漠?；哪娣e凈減少486.1km2,占2000年荒漠面積的2.4%。其中,荒漠減少面積696.6km2,主要轉(zhuǎn)換為草地;荒漠增加面積主要來源于草地,面積為192.5km2。

渾善達克以草地和荒漠之間的轉(zhuǎn)換為主。草地面積凈減少384.4km2,占2000年草地面積的0.3%。其中,草地減少面積1541.3km2,主要轉(zhuǎn)換為荒漠;草地增加面積1155.8km2,主要來源于荒漠?；哪娣e凈增加197.0km2,占2000年荒漠面積的1.5%。其中,荒漠減少面積988.1km2,主要轉(zhuǎn)換為草地;荒漠增加面積1184.6km2,主要來源于草地。

科爾沁以草地和農(nóng)田、荒漠之間的轉(zhuǎn)換為主。草地面積凈減少1096.9km2,占2000年草地面積的2.1%。其中,草地減少面積1884.8km2,主要轉(zhuǎn)換為農(nóng)田和荒漠;草地增加面積787.9km2,主要來源于農(nóng)田和荒漠。農(nóng)田面積凈增加1188.2km2,占2000年農(nóng)田面積的4.5%。其中,農(nóng)田減少面積427.6km2,主要轉(zhuǎn)換為草地;農(nóng)田增加面積1615.6km2,主要來源于草地。

呼倫貝爾以草地、荒漠、濕地之間的轉(zhuǎn)換為主。草地面積凈增加1.8km2,其中,草地增加面積90.3km2,主要來源于濕地和農(nóng)田,草地減少面積88.5km2,主要轉(zhuǎn)換為荒漠和濕地。濕地面積凈減少108.4km2,占2000年濕地面積的2.4%。其中,濕地減少面積135.6km2,主要轉(zhuǎn)換為荒漠和草地;濕地增加面積為27.23 km2,主要來源于草地?；哪娣e凈增加155.8km2,占2000年荒漠面積的12.9%。其中,荒漠減少面積20.1km2,主要轉(zhuǎn)換為草地;荒漠增加面積174.8km2,主要來源于濕地。

2000—2010年與2010—2015年的植被覆蓋度變化對比來看,各區(qū)域多年平均植被覆蓋度均有所提高。其中,覆蓋度最高的呼倫貝爾和科爾沁增加最多,分別提升了7.0%和3.1%,覆蓋度最低的阿爾金則提高了0.4%。

表2 2000—2015年各重點生態(tài)功能區(qū)植被覆蓋度及其變化統(tǒng)計Table 2 Vegetation coverage of key ecological function zones from 2000 to 2015

3.2 2000—2015年北方重點生態(tài)功能區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務動態(tài)變化

3.2.1防風固沙量變化

2000—2015年,除呼倫貝爾的防風固沙量穩(wěn)步增加(年增幅超過2.5 t/hm2)以外,其余各功能區(qū)防風固沙量整體呈減少趨勢(圖2),其中,陰山北麓、渾善達克和科爾沁的大部分區(qū)域年減幅超過2.5t/hm2;塔里木河、阿爾金的年減幅則低于2.5 t/hm2。

圖2 2000—2015年重點生態(tài)功能區(qū)防風固沙服務量變化空間分布Fig.2 Spatial variations of sand fixation services in key ecological function zones from 2000 to 2015

3.2.2水源涵養(yǎng)量變化

2000—2015年,各生態(tài)功能區(qū)水源涵養(yǎng)量呈現(xiàn)總體穩(wěn)定、局部減少態(tài)勢(圖3)。渾善達克與呼倫貝爾的水源涵養(yǎng)量年增幅約0.03m3/km2,水源涵養(yǎng)總量分別增加了0.5萬m3和0.1萬m3。然而,塔里木河東北部、陰山北麓西部、渾善達克東南部輕微下降,同時,科爾沁與呼倫貝爾的濕地水源涵養(yǎng)呈現(xiàn)下降趨勢。

圖3 2000—2015年重點生態(tài)功能區(qū)水源涵養(yǎng)服務量變化空間分布Fig.3 Spatial variations of water conservation services in key ecological function zones from 2000 to 2015

3.2.3土壤保持量變化

2000—2015年,各生態(tài)功能區(qū)的土壤保持服務呈現(xiàn)整體好轉(zhuǎn)、局部惡化態(tài)勢(圖4)。其中,塔里木河南部、阿爾金中部、陰山北麓中部、渾善達克東南部、科爾沁和呼倫貝爾的土壤保持量提升明顯。相反地,塔里木河東北部、阿爾金西南部、陰山北麓西部等區(qū)域呈現(xiàn)輕微下降,每年降幅約1—2 t/hm2。

圖4 2000—2015年重點生態(tài)功能區(qū)水土保持服務量變化空間分布Fig.4 Spatial variations of soil conservation services in key ecological function zones from 2000 to 2015

3.2.4牧草供給量變化

2000—2015年,除呼倫貝爾西部牧草供給有所增長以外,各生態(tài)功能區(qū)的牧草供給量都呈現(xiàn)較為明顯的下降趨勢(圖5),特別是科爾沁和渾善達克,單位面積產(chǎn)草量分別減少1.9 t/km2和1.2 t/km2,阿爾金由于單位面積產(chǎn)草量低,年減幅約0.4 t/km2。

圖5 2000—2015年重點生態(tài)功能區(qū)牧草供給服務量變化空間分布Fig.5 Spatial variations of foliage supply in key ecological function zones from 2000 to 2015

3.3 北方重點生態(tài)功能區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務權衡與協(xié)同關系分析3.3.1 牧草供給與防風固沙的相關關系

2000—2015年,各生態(tài)功能區(qū)牧草供給與防風固沙之間的相關關系如圖6所示,塔里木河大部分區(qū)域相關關系不顯著;科爾沁大部分區(qū)域、阿爾金東北部、陰山北麓西部、渾善達克中部皆為顯著協(xié)同關系;相反地,呼倫貝爾中部和東部以顯著權衡關系為主。

圖6 重點生態(tài)功能區(qū)牧草供給與防風固沙之間的相關關系空間分布Fig.6 Tradeoffs and synergies between foliage supply and sand fixation in key ecological function zones

3.3.2牧草供給與水源涵養(yǎng)的相關關系

2000—2015年,各生態(tài)功能區(qū)牧草供給與水源涵養(yǎng)之間的相關關系如圖7所示,塔里木河中部、阿爾金中部呈現(xiàn)顯著協(xié)同關系;陰山北麓東、西部差異明顯,西部相關關系不顯著,而東部為極顯著協(xié)同關系;渾善達克中部和西部、呼倫貝爾中部和西部皆為極顯著協(xié)同關系,而科爾沁北部和西南部、呼倫貝爾東端表現(xiàn)為為顯著權衡關系。

圖7 重點生態(tài)功能區(qū)牧草供給與水源涵養(yǎng)之間的相關關系空間分布Fig.7 Tradeoffs and synergies between foliage supply and water regulation in key ecological function zones

3.3.3牧草供給與土壤保持的相關關系

2000—2015年,各生態(tài)功能區(qū)牧草供給與土壤保持相關關系如圖8所示,塔里木河和阿爾金大部分區(qū)域相關關系不顯著;陰山北麓西部相關關系不顯著,而東部為極顯著協(xié)同關系;渾善達克東部和東南部為顯著權衡關系,而中部和北部以顯著協(xié)同關系為主;科爾沁北部和西部、呼倫貝爾東端為極顯著權衡關系,而科爾沁東部和呼倫貝爾中、西部皆為極顯著協(xié)同關系。

圖8 重點生態(tài)功能區(qū)牧草供給與土壤保持之間的相關關系空間分布Fig.8 Tradeoffs and synergies between foliage supply and soil conservation in key ecological function zones

4 結論

本研究得到如下幾點結論：2000—2015年,除陰山北麓以外,其他功能區(qū)開墾導致草地面積皆減少,東部三個功能區(qū)荒漠面積增加而西部三個功能區(qū)有所減少。草地植被覆蓋度皆有所提高,增幅0.4%—7%。除呼倫貝爾以外,其他功能區(qū)的防風固沙服務皆下降;西部塔里木河與阿爾金的水源涵養(yǎng)服務先上升后下降,中部陰山北麓和科爾沁有所提高,而東部渾善達克與呼倫貝爾持續(xù)上升;各功能區(qū)土壤保持服務呈現(xiàn)不同程度提升,而牧草供給服務皆有所下降。除呼倫貝爾和渾善達克南端以外,牧草供給與防風固沙服務之間以協(xié)同關系為主; 除科爾沁西北部和呼倫貝爾東端以外,牧草供給與水源涵養(yǎng)、土壤保持服務之間以協(xié)同關系為主。通過生態(tài)系統(tǒng)類型變化及供給與調(diào)節(jié)服務相關關系分析可以看出,生態(tài)功能區(qū)開墾導致草地減少的現(xiàn)象需要遏制,出現(xiàn)權衡關系的東部區(qū)域也是生態(tài)保護與生產(chǎn)利用矛盾較大的農(nóng)牧交錯帶,需要成為功能區(qū)后續(xù)保護和修復的重點區(qū)域。

5 討論

本研究將長時間序列生態(tài)系統(tǒng)服務量化數(shù)據(jù)的兩兩正負相關性轉(zhuǎn)化為其協(xié)同和權衡關系,分析生態(tài)系統(tǒng)供給與調(diào)節(jié)服務之間此消彼長或相互增益的變化趨勢,對于如何全面提升重點生態(tài)功能區(qū)生態(tài)系統(tǒng)管理具有指導意義。初步結論表明,除呼倫貝爾和渾善達克南端以外,牧草供給與防風固沙服務之間以協(xié)同關系為主; 除科爾沁西北部和呼倫貝爾東端以外,牧草供給與水源涵養(yǎng)、土壤保持服務之間以協(xié)同關系為主。本研究的不確定性存在以下幾個方面：1)有研究表明：人類活動對生態(tài)系統(tǒng)的選擇性干預引起的生態(tài)系統(tǒng)服務變化是權衡與協(xié)同,而自然因素引起的生態(tài)系統(tǒng)服務之間的此消彼長,是一種競爭而非權衡關系[52],在權衡關系的研究中還需進一步區(qū)分人類活動和自然因素。2)生態(tài)系統(tǒng)提供多重服務,并且各種服務之間相互作用、相互聯(lián)系、相互交織[53-54],本研究僅僅分析兩兩間的相互作用是不充分的。3)還應該考慮不同態(tài)系統(tǒng)服務對外界影響的響應時間和空間尺度不同,不同的生態(tài)系統(tǒng)服務之間的權衡協(xié)同關系,也可能發(fā)生于現(xiàn)在和未來的提供之間。有研究證明,在密西西比河谷大量施肥帶來生產(chǎn)力增加,在農(nóng)業(yè)增產(chǎn)后的20年,墨西哥灣才出現(xiàn)了死亡地帶[55]。因此,需要深入量化產(chǎn)生協(xié)同和權衡關系的原因,在兩兩關系基礎上開展多維生態(tài)系統(tǒng)服務相關關系分析以及通過權衡與協(xié)同關系的情景預測把握生態(tài)保護與管理措施的功能提升效果。