張佳寧， 姚林杰， 張恒瑞， 趙艷云， 張 慶,2,3， 劉朋濤

（1.內(nèi)蒙古大學(xué)生態(tài)與環(huán)境學(xué)院，內(nèi)蒙古 呼和浩特 010021；2.蒙古高原生態(tài)學(xué)與資源利用教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室/內(nèi)蒙古大學(xué)生態(tài)與環(huán)境學(xué)院，內(nèi)蒙古 呼和浩特 010021；3.草原生態(tài)安全省部共建協(xié)同創(chuàng)新中心，內(nèi)蒙古 呼和浩特 010021；4.內(nèi)蒙古自治區(qū)生態(tài)與農(nóng)業(yè)氣象中心，內(nèi)蒙古 呼和浩特 010051）

全球陸地中，干旱、半干旱區(qū)域的面積占比達(dá)到1/3 以上，其中草地面積占比最大［1］，我國國土面積的40%為草地資源，其不僅是農(nóng)牧業(yè)發(fā)展的基礎(chǔ)，更是重要的生態(tài)屏障和文化紐帶［2］。自20世紀(jì)80年代以來，草地質(zhì)量下降，供給和承載能力不斷趨弱［3］。進(jìn)入21世紀(jì)后，黨中央加強(qiáng)了對(duì)草原區(qū)生態(tài)保護(hù)的政策引導(dǎo)［4］。秉持著“綠水青山就是金山銀山”的思想，“十四五”建議指出要全面加強(qiáng)草原保護(hù)，加強(qiáng)草原生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性并提高其服務(wù)功能，從而提高草原的生產(chǎn)力和承載力［5］。因此，進(jìn)行草地資源的可持續(xù)評(píng)估具有重要意義。

基于生態(tài)足跡模型可進(jìn)行區(qū)域可持續(xù)性評(píng)價(jià)［6-7］。生態(tài)足跡這一概念最早由William Rees 提出，由Wackernagel 等［8-9］進(jìn)行了改進(jìn)［8-9］，于1999 年引入我國［10］。當(dāng)前，生態(tài)足跡模型呈現(xiàn)多元化的研究趨勢(shì)。從研究范圍看，可針對(duì)全球、國家、區(qū)域乃至集體或個(gè)人，如Wackernagel 等［8,11］在全球和國家尺度上進(jìn)行自然資本和可持續(xù)研究；Baabou 等［6］追蹤了地中海地區(qū)19個(gè)城市的生態(tài)足跡；王菲鳳等［12］估算了福州市4 所高校的生態(tài)足跡。從時(shí)間尺度看，既可研究短期的生態(tài)足跡變化，如Rashid 等［13］估算了巴基斯坦2 個(gè)城市的生態(tài)足跡；還可進(jìn)行長時(shí)間序列的生態(tài)足跡評(píng)價(jià)或預(yù)測(cè)，如李菲等［14］核算了甘肅省2003—2017 年的水資源生態(tài)足跡。從研究對(duì)象看，既可針對(duì)單一的土地利用類型開展研究，如劉欽普等［15］對(duì)江蘇省耕地進(jìn)行了生態(tài)足跡估算和可持續(xù)評(píng)價(jià)；還可針對(duì)多種土地利用類型同時(shí)開展研究，如呂越等［16］對(duì)新疆6 種生產(chǎn)性土地的生態(tài)足跡進(jìn)行了研究。其研究方法也在不斷創(chuàng)新，如Bicknell 等［17-18］提出和改進(jìn)了投入產(chǎn)出法；Venetoulis等［19］提出改進(jìn)當(dāng)量因子的凈初級(jí)生產(chǎn)力法；國內(nèi)學(xué)者劉某承等［20-21］計(jì)算了國家層面的均衡因子和產(chǎn)量因子；Zhao等［22］首次將能值分析的理念運(yùn)用到生態(tài)足跡模型中計(jì)算能源足跡；2009年Niccolucci等［23］提出三維生態(tài)足跡的概念，隨后，方愷將這一概念引入我國，并對(duì)我國各種尺度的自然資本利用進(jìn)行了研究［24-25］。

生態(tài)足跡研究往往基于行政單元開展，如以省、市等為單位將其看作一個(gè)均質(zhì)整體，進(jìn)而判斷可持續(xù)發(fā)展?fàn)顩r［26-27］。但實(shí)際上，每個(gè)行政單元內(nèi)部也具有很高的異質(zhì)性，對(duì)于需要協(xié)調(diào)發(fā)展的城市群或大區(qū)域來說，傳統(tǒng)方法的評(píng)價(jià)結(jié)果針對(duì)性并不強(qiáng)。遙感數(shù)據(jù)產(chǎn)品在空間上的覆蓋性與尺度上的精確性可以很好地與生態(tài)足跡相結(jié)合，克服傳統(tǒng)方法評(píng)價(jià)結(jié)果的粗略性，如遙感數(shù)據(jù)產(chǎn)品中的高精度人口數(shù)據(jù)、土地利用數(shù)據(jù)都可與生態(tài)足跡模型相關(guān)聯(lián)，得到生態(tài)足跡的各類空間化結(jié)果［28］。

生態(tài)足跡不僅可以應(yīng)用于區(qū)域可持續(xù)發(fā)展評(píng)價(jià)，還可以應(yīng)用于單一土地利用類型可持續(xù)發(fā)展評(píng)價(jià)［29］。內(nèi)蒙古自治區(qū)天然草地面積達(dá)0.88×108hm2，占全國草地總面積的22%，是我國草地資源最豐富的地區(qū)之一。由于近年來的經(jīng)濟(jì)、人口不斷發(fā)展，內(nèi)蒙古草地逐漸受到侵占與破壞，牧區(qū)承受的放牧生產(chǎn)壓力也不斷增加，不僅導(dǎo)致畜牧業(yè)發(fā)展受制，更導(dǎo)致草地的生態(tài)環(huán)境惡化、可持續(xù)性降低［30］。面對(duì)草地資源退化，進(jìn)行準(zhǔn)確的可持續(xù)評(píng)價(jià)并給出科學(xué)建議是保證草地健康發(fā)展的有效手段。本文評(píng)估了1990—2020 年7 個(gè)時(shí)期的內(nèi)蒙古草地資源生態(tài)足跡變化并進(jìn)行了可持續(xù)評(píng)價(jià)，以期為有關(guān)部門制定科學(xué)的草地保護(hù)和可持續(xù)發(fā)展提供宏觀的參考依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

內(nèi)蒙古自治區(qū)（97°12′～126°04′E，37°24′～53°23′N）地處我國北部，總面積118.3×104km2，下轄12 個(gè)盟（市），常住人口為2400×104人［31］。地貌主要表現(xiàn)為高原，屬溫帶大陸性季風(fēng)氣候，全年氣溫起伏較大，年均氣溫0～8 ℃，降水量少且不均，年均降水量50～450 mm，自東向西遞減［32］。全區(qū)土地資源種類豐富，包含森林、草地、耕地、沙漠及河流湖泊等，其中以草地面積占比最大，自東向西分布著草甸草原、典型草原、荒漠草原和草原化荒漠等（圖1）。

圖1 內(nèi)蒙古自治區(qū)行政區(qū)劃及草地資源分布Fig.1 Administrative divisions and grassland resource distribution of Inner Mongolia Autonomous Region

2 數(shù)據(jù)與方法

2.1 數(shù)據(jù)來源與處理

本文所涉及的統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)均來源于《中國統(tǒng)計(jì)年鑒》《內(nèi)蒙古統(tǒng)計(jì)年鑒》和EPS統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)平臺(tái)（https://www.epsnet.com.cn/），全球平均產(chǎn)量數(shù)據(jù)來源于聯(lián)合國糧農(nóng)組織數(shù)據(jù)庫（http://www.fao.prg/）。內(nèi)蒙古土地利用和人口密度數(shù)據(jù)均來源于中國科學(xué)院資源環(huán)境科學(xué)與數(shù)據(jù)中心（http://www.resdc.cn/），年份為1990、1995、2000、2005、2010、2015 年和2020 年，空間分辨率為1 km。土地利用源數(shù)據(jù)的分類級(jí)別為二級(jí)，在ArcGIS 中將其重分類為耕地、林地、草地、水域、建設(shè)用地和未利用地的一級(jí)地類；內(nèi)蒙古凈初級(jí)生產(chǎn)力（Net primary productivity，NPP）數(shù)據(jù)來源于NASA的EOS/MODIS（http://lpdaac.usgs.gov），空間分辨率為1 km，由于2000 年以前缺少同系列的MODIS NPP 數(shù)據(jù)，故采用2000—2020 年5 期的MODIS NPP數(shù)據(jù)進(jìn)行計(jì)算。

2.2 研究方法

2.2.1 均衡因子和產(chǎn)量因子構(gòu)建均衡因子、產(chǎn)量因子的構(gòu)建與研究尺度相關(guān)。眾多學(xué)者針對(duì)不同的研究尺度，將兩種因子進(jìn)行本地化調(diào)整，發(fā)展出適用尺度由大到小的“國家公頃”“省公頃”和“市公頃”等因子構(gòu)建模型［33］。內(nèi)蒙古地域遼闊，考慮到不同盟（市）草地生物生產(chǎn)能力的差異性，為提高生態(tài)足跡核算的準(zhǔn)確度與可信度，均衡因子、產(chǎn)量因子的構(gòu)建基于盟（市）尺度進(jìn)行，故運(yùn)用基于NPP的“市公頃”模型構(gòu)建盟（市）級(jí)均衡因子與產(chǎn)量因子［34］。

基于單一草地類型生態(tài)足跡研究，構(gòu)建草地的均衡因子、產(chǎn)量因子。為了消除草地與其他土地類型在生態(tài)生產(chǎn)能力方面的差異，構(gòu)建各盟（市）草地的均衡因子，從而將草地生態(tài)系統(tǒng)的面積換算為可與其他地類的生物生產(chǎn)能力相比較的有效用地面積；為了消除不同區(qū)域草地生態(tài)生產(chǎn)能力之間的差異，構(gòu)建各盟（市）的草地產(chǎn)量因子?；贏rcGIS平臺(tái)，將各盟（市）的NPP基于各類土地利用進(jìn)行分區(qū)統(tǒng)計(jì)操作，獲得各盟（市）草地的NPP，計(jì)算得均衡因子和產(chǎn)量因子。市域平均NPP 由各類生物生產(chǎn)性土地各自的NPP及其面積加權(quán)求和得到［20,35］。均衡因子和產(chǎn)量因子的計(jì)算公式如下：

2.2.2 生態(tài)足跡模型生態(tài)足跡是指供給人類社會(huì)一定資源同時(shí)消解廢料所要求的生物生產(chǎn)性土地面積［36］，對(duì)于判斷環(huán)境可持續(xù)情況具有重要意義。生態(tài)承載力是指在一定的環(huán)境條件下，為保證生物活動(dòng)正常運(yùn)行，生態(tài)系統(tǒng)所能達(dá)到的最佳服務(wù)水平，包括生態(tài)系統(tǒng)所能支持的人口數(shù)量、資源消耗程度和經(jīng)濟(jì)發(fā)展強(qiáng)度［37］。基于世界環(huán)境發(fā)展委員會(huì)建議，生態(tài)承載力計(jì)算需排除12%生物多樣性保護(hù)面積［38］。生態(tài)足跡與生態(tài)承載力的差值為生態(tài)赤字，差值為負(fù)，說明系統(tǒng)表現(xiàn)為生態(tài)盈余，生態(tài)環(huán)境可以健康運(yùn)轉(zhuǎn)；差值為正，表示系統(tǒng)處于赤字狀態(tài)，生態(tài)環(huán)境處于危機(jī)中。模型的計(jì)算公式如下：

式中：EF為區(qū)域總生態(tài)足跡；N為區(qū)域人口數(shù)；ef 為人均生態(tài)足跡；i為草地產(chǎn)品的類別；ci為產(chǎn)品i的人均年消耗總量；pi為產(chǎn)品i的全球年均產(chǎn)量；EC為區(qū)域總生態(tài)承載力；ec 為人均生態(tài)承載力；a為某盟市的人均草地面積；ED 為區(qū)域總生態(tài)赤字；EFs為每平方千米的總生態(tài)足跡；ECs為每平方千米的總承載力；Ps為每平方千米人口數(shù)；EDs為每平方千米生態(tài)赤字。

將生態(tài)足跡模型運(yùn)用于草地，需將研究區(qū)各類主要草地產(chǎn)品的消費(fèi)量構(gòu)建為一個(gè)整體的資源消費(fèi)賬戶。參考現(xiàn)有生態(tài)足跡研究中的草地生物資源賬戶，并考慮到數(shù)據(jù)的可獲得性與連續(xù)性，建立本研究的草地生物資源賬戶，包含的消費(fèi)項(xiàng)目為肉類（牛肉、羊肉）、羊毛和奶類，然后進(jìn)行生態(tài)足跡的計(jì)算。在獲得各個(gè)盟（市）人均生態(tài)足跡的基礎(chǔ)上，結(jié)合人口密度數(shù)據(jù)可實(shí)現(xiàn)生態(tài)足跡和生態(tài)承載力1 km2尺度的空間化表達(dá)（公式7～8）。依據(jù)公式（9）得到生態(tài)赤字的空間化結(jié)果。

2.2.3 草地資源可持續(xù)利用評(píng)價(jià)參考趙興國等［39］的研究，利用生態(tài)足跡與生態(tài)承載力構(gòu)建土地利用可持續(xù)性系數(shù)（Land use sustainability coefficient，LUSC），該模型同樣適用于單一土地類型［40］?？沙掷m(xù)性系數(shù)的計(jì)算公式如下：

由公式（10）可以看出，0＜LUSC＜1，在該范圍內(nèi)LUSC 值越大，表示環(huán)境承載力越足以供應(yīng)資源需求，區(qū)域土地的可持續(xù)程度越高；LUSC 值越小，表示資源消耗更占主體地位，土地的不可持續(xù)程度更高。參考現(xiàn)有研究［39］，將草地可持續(xù)性程度分成9個(gè)等級(jí)（表1）。

表1 土地利用可持續(xù)性等級(jí)劃分Tab.1 Sustainability classification of land use

3 結(jié)果與分析

3.1 各盟市草地均衡因子和產(chǎn)量因子

各盟（市）草地的均衡因子和產(chǎn)量因子見表2。鄂爾多斯市草地的均衡因子最高，呼倫貝爾市的均衡因子最低；各盟（市）均衡因子相差較小，變異系數(shù)僅為5.95%。呼倫貝爾市的產(chǎn)量因子最高，烏海市的產(chǎn)量因子最低；各盟（市）產(chǎn)量因子相差較大，其變異系數(shù)高達(dá)48.14%。

表2 各盟（市）草地均衡因子與產(chǎn)量因子Tab.2 Equivalence factor and production coefficient of grassland in cities

3.2 內(nèi)蒙古草地資源生態(tài)足跡時(shí)空格局

1990—2020 年內(nèi)蒙古草地資源的人均生態(tài)足跡逐期增長，從1990年的0.47 hm2·人-1增加到2020年的3.54 hm2·人-1，年均增長幅度6.96%（圖2a），其中2000—2005 年增長速度最快，年均增長率16.94%；大部分盟（市）的人均生態(tài)足跡呈波動(dòng)上升趨勢(shì)（錫林郭勒盟、阿拉善盟、烏海市、包頭市、鄂爾多斯市、烏蘭察布市），赤峰市、巴彥淖爾市、興安盟和通遼市持續(xù)上升，呼和浩特市和呼倫貝爾市先上升后下降（圖2b～m）。各盟（市）中，錫林郭勒盟的草地生態(tài)足跡最高，從1990 年的3.12 hm2·人-1增長到2020 年的13.16 hm2·人-1，年均增長幅度4.93%；烏海市最低且變化幅度較小?？臻g化結(jié)果表現(xiàn)為：大部分盟（市）草地生態(tài)足跡較低且變化幅度不大，生態(tài)足跡較高且變化較明顯的區(qū)域主要集中在通遼市、錫林浩特市、二連浩特市、烏蘭察布市南部和鄂爾多斯市東部及其周邊地區(qū)（圖3a～g）。

圖2 內(nèi)蒙古草地資源人均生態(tài)足跡變化趨勢(shì)Fig.2 Change trends of average ecological footprint of grassland resources in Inner Mongolia

圖3 內(nèi)蒙古草地資源生態(tài)足跡空間格局變化趨勢(shì)Fig.3 Change trends of spatial pattern of ecological footprint of grassland resources in Inner Mongolia

3.3 內(nèi)蒙古草地資源生態(tài)承載力時(shí)空格局

1990—2020 年內(nèi)蒙古草地資源的人均生態(tài)承載力逐期小幅度下降，從1990 年的1.92 hm2·人-1到2020年的1.67 hm2·人-1，年均下降率0.46%（圖4a）。各盟（市）中，錫林郭勒盟的人均承載力最高從1990年的13.28 hm2·人-1降至2020年的10.58 hm2·人-1，年均下降幅度0.75%，烏海市的人均承載力最低且變化幅度較小，從1990 年的0.09 hm2·人-1降至2020年的0.04 hm2·人-1，年均下降幅度2.48%（圖4h、l）。生態(tài)承載力較高的區(qū)域主要集中在呼倫貝爾市、興安盟、通遼市及赤峰市等東部盟（市）（圖5a～g）。

圖4 內(nèi)蒙古草地資源人均生態(tài)承載力變化趨勢(shì)Fig.4 Change trends of average ecological carrying capacity of grassland resources in Inner Mongolia

圖5 內(nèi)蒙古草地資源生態(tài)承載力空間格局變化趨勢(shì)Fig.5 Change trends of spatial pattern of ecological carrying capacity of grassland resources in Inner Mongolia

3.4 內(nèi)蒙古草地資源生態(tài)赤字時(shí)空格局

1990—2020 年內(nèi)蒙古草地資源人均生態(tài)赤字?jǐn)?shù)值不斷減小。1990 年最高為1.45 hm2·人-1，2020年最低為-1.87 hm2·人-1（圖6）。其中，2000—2005年的生態(tài)赤字變化速度最快，該時(shí)期內(nèi)由生態(tài)盈余轉(zhuǎn)變?yōu)樯鷳B(tài)赤字狀態(tài)。生態(tài)赤字狀態(tài)的草地占草地總面積的比例逐漸增大，由1990 年的9%增大到2020 年的62%。生態(tài)盈余較高且變化不大的區(qū)域主要集中在呼倫貝爾市和錫林郭勒盟北部；生態(tài)赤字較高且增加明顯的區(qū)域主要集中在烏蘭察布市南部、鄂爾多斯市東部及其周邊地區(qū)、錫林郭勒盟部分地區(qū)（錫林浩特市、二連浩特市及錫林郭勒市南部）（圖7a～g）。

圖6 內(nèi)蒙古草地資源生態(tài)赤字變化趨勢(shì)Fig.6 Change trend of ecological deficit of grassland resources in Inner Mongolia

圖7 內(nèi)蒙古草地資源生態(tài)赤字空間格局變化趨勢(shì)Fig.7 Change trends of spatial pattern of ecological deficit of grassland resources in Inner Mongolia

3.5 內(nèi)蒙古草地資源可持續(xù)利用評(píng)價(jià)

內(nèi)蒙古草地資源的LUSC 逐期下降，草地逐漸由可持續(xù)向不可持續(xù)狀態(tài)轉(zhuǎn)變。1990—2000 年的草地表現(xiàn)為可持續(xù)性，1990年的LUSC最高為0.80，1990—1995年均表現(xiàn)為中度可持續(xù)性；2000年為輕度可持續(xù)性；2005年的LUSC介于0.4～0.6，表現(xiàn)為臨界狀態(tài)；2010—2020年草地轉(zhuǎn)變?yōu)檩p度不可持續(xù)狀態(tài)，其中2020年的LUSC最低，為0.32（圖8）。

圖8 內(nèi)蒙古草地資源可持續(xù)性變化趨勢(shì)Fig.8 Change trends of land use sustainability of grassland resources in Inner Mongolia

各盟（市）草地可持續(xù)性基本都趨于變?nèi)酰▓D9a～g）。1990、1995年所有盟（市）都呈可持續(xù)狀態(tài)，2000年開始出現(xiàn)呈不可持續(xù)狀態(tài)的盟（市），2005—2020年的LUSC逐漸降低。7個(gè)時(shí)期內(nèi)，可持續(xù)性變化最大的3個(gè)盟（市）分別為呼和浩特市、烏海市、包頭市，其LUSC 分別下降了0.66、0.67、0.68；可持續(xù)性變化最小的為阿拉善盟，LUSC系數(shù)下降了0.25。

4 討論

內(nèi)蒙古各盟（市）草地資源的產(chǎn)量因子差異較大，整體呈東高西低的特點(diǎn)，這與Han等［41］的研究結(jié)果一致，說明全區(qū)草地資源有較明顯的優(yōu)劣差距。與產(chǎn)量因子相似，生態(tài)承載力在空間上也呈東高西低的特點(diǎn)，只有東部4 個(gè)盟（市）（呼倫貝爾市、興安盟、赤峰市和通遼市）的產(chǎn)量因子大于1且生態(tài)承載力最高，這是由于東部地區(qū)適宜的氣候條件使得該地區(qū)分布著質(zhì)量較高的草甸草原和典型草原，故產(chǎn)量因子和生態(tài)承載力都較高。產(chǎn)量因子小于0.5且生態(tài)承載力最低的盟（市）都分布在西部的荒漠草原區(qū)（阿拉善盟、巴彥淖爾市和烏海市），其中，烏海市由于長年的礦業(yè)發(fā)展，導(dǎo)致草地資源退化嚴(yán)重，故產(chǎn)量因子和生態(tài)承載力最低。

從時(shí)間尺度看，1990—2020年全區(qū)草地資源的生態(tài)赤字程度不斷加深，且由于生態(tài)足跡及其變化速度遠(yuǎn)大于生態(tài)承載力（圖2a、圖4a），使得2000—2005年由生態(tài)盈余轉(zhuǎn)變?yōu)樯鷳B(tài)赤字（圖6）。2005—2015 年赤字加深的速度變緩，究其原因，可能是受到經(jīng)濟(jì)發(fā)展和政策調(diào)控的雙重作用。2003年前后，西部大開發(fā)戰(zhàn)略的實(shí)施使經(jīng)濟(jì)發(fā)展速度加快［42］，畜牧業(yè)生產(chǎn)與消費(fèi)增幅加大，該時(shí)期生態(tài)足跡的增長更加明顯；而2005 年后，《草畜平衡管理辦法》等草原保護(hù)政策出臺(tái)，草地資源開始實(shí)行禁牧休牧等管理措施［43］，生態(tài)足跡的增長速度趨于緩和。2015—2020年是草原生態(tài)補(bǔ)獎(jiǎng)?wù)邔?shí)施的第二輪，草地質(zhì)量整體好轉(zhuǎn)使得草地的生態(tài)承載力開始上升，而草地赤字加深的速度再度加快，是由于土地利用變化導(dǎo)致的草地生產(chǎn)壓力加快了生態(tài)足跡上升。近30 a來，內(nèi)蒙古相當(dāng)面積的草地被工礦用地、城鎮(zhèn)用地取代［44］，由此引發(fā)的草場(chǎng)細(xì)碎化導(dǎo)致牧戶可利用草原的面積減小，進(jìn)而增加放牧強(qiáng)度，使得生態(tài)足跡上升［45-46］。全區(qū)的生態(tài)盈虧狀況與生態(tài)足跡的發(fā)展走向一致（圖6），說明相對(duì)于生態(tài)承載力，生態(tài)足跡是影響內(nèi)蒙古生態(tài)健康的主要因素。

從空間尺度看，高生態(tài)足跡草地區(qū)域主要集中在經(jīng)濟(jì)發(fā)達(dá)、人口密集的盟（市），這與陳曉杰等［47］針對(duì)武漢城市圈生態(tài)足跡的研究結(jié)果一致，究其原因是由于經(jīng)濟(jì)發(fā)展影響人口分布，進(jìn)而影響生態(tài)足跡的空間分布。本研究中，高生態(tài)足跡的草地資源主要集中在錫林浩特市、二連浩特市、通遼市、烏蘭察布市南部和鄂爾多斯市東部及其周邊地區(qū)（圖3a～g）。錫林浩特市是錫林郭勒盟的行政中心城市，二連浩特市是內(nèi)蒙古地區(qū)最重要的海關(guān)口岸之一，通遼市農(nóng)業(yè)發(fā)達(dá)，烏蘭察布市和鄂爾多斯市東部地區(qū)的工礦業(yè)發(fā)達(dá)，經(jīng)濟(jì)繁榮，多種因素驅(qū)動(dòng)了這些地區(qū)人口分布的集中。各盟（市）中，錫林郭勒盟作為內(nèi)蒙古最重要的畜牧業(yè)基地，其生態(tài)足跡與生態(tài)承載力均為最高。錫林郭勒盟草地的生態(tài)足跡在2000—2005年期間短暫地下降，生態(tài)承載力在這一時(shí)期下降幅度較大，可能與西部大開發(fā)導(dǎo)致城市化進(jìn)程加快有關(guān)。2005年后，“圍封禁牧”等一系列草原保護(hù)政策陸續(xù)實(shí)施［48］，但生態(tài)恢復(fù)本身存在滯后性，故該地區(qū)草原的承載力持續(xù)下降，但2005 年后下降速度減緩。

內(nèi)蒙古草地資源需重點(diǎn)關(guān)注可持續(xù)性退化區(qū)域集中在巴彥淖爾市、烏蘭察布市、烏海市、通遼市和呼包鄂經(jīng)濟(jì)區(qū)（圖9a～g）。巴彥淖爾市和烏蘭察布市分布于草原化荒漠和荒漠草原一帶，草地本身質(zhì)量差且受降雨等氣候因素影響很大，草地生產(chǎn)力水平波動(dòng)大，生態(tài)環(huán)境脆弱［40］，且烏蘭察布市的礦產(chǎn)開發(fā)也造成了較嚴(yán)重的環(huán)境破壞［49］，烏海市作為典型的資源型城市，其資源開發(fā)和工業(yè)發(fā)展也是污染的重要源頭。呼包鄂經(jīng)濟(jì)區(qū)受經(jīng)濟(jì)發(fā)展影響最大，自2000 年被確立為內(nèi)蒙古特色經(jīng)濟(jì)圈以來，資源開發(fā)速度遠(yuǎn)大于其他盟（市），相應(yīng)帶來了人口增長、工業(yè)污染和土地資源侵占等問題［50-51］，故該區(qū)域的草地可持續(xù)性下降較為嚴(yán)重。而通遼市由于主營農(nóng)業(yè)，對(duì)草地資源的保護(hù)不到位，草地退化嚴(yán)重，影響了可持續(xù)性。

圖9 內(nèi)蒙古草地資源可持續(xù)性變化趨勢(shì)Fig.9 Change trends of land use sustainability of grassland resources in Inner Mongolia

除了經(jīng)濟(jì)和人口因素，內(nèi)蒙古草地資源可持續(xù)發(fā)展依然存在諸多問題。牧區(qū)經(jīng)營模式的粗放落后、產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)的不合理都使得草地資源消耗日益加深［52］；首先，政策支持是影響草地資源質(zhì)量的根本原因，比如草畜平衡補(bǔ)貼和禁牧休牧補(bǔ)貼的標(biāo)準(zhǔn)因地區(qū)而不同［53］。要保證草地資源的可持續(xù)性，要求牧區(qū)進(jìn)行現(xiàn)代化改革，著力引進(jìn)和發(fā)展畜牧業(yè)科技，變低效生產(chǎn)為高效生產(chǎn)。其次，合理的產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)、豐富多樣的產(chǎn)業(yè)類型可以減輕草地資源的生產(chǎn)壓力。最后，政策支持是前兩項(xiàng)措施的前提和根本保障［54］。加大政策資金投入和細(xì)化投入標(biāo)準(zhǔn)，確保政策能夠切實(shí)支持相關(guān)部門和人員，是進(jìn)行以上舉措的基礎(chǔ)保障。改善內(nèi)蒙古地區(qū)草地資源可持續(xù)現(xiàn)狀，需“治標(biāo)”與“治本”并行，才能保證草地資源持續(xù)健康發(fā)展。

5 結(jié)論

（1）內(nèi)蒙古各盟（市）草地的產(chǎn)量因子差異較大，空間上呈現(xiàn)東高西低的特點(diǎn)。

（2）內(nèi)蒙古草地資源生態(tài)足跡整體呈上升趨勢(shì)，2000—2005年由生態(tài)盈余轉(zhuǎn)變?yōu)樯鷳B(tài)赤字。生態(tài)足跡較高的區(qū)域集中在通遼市、錫林浩特市、二連浩特市、烏蘭察布市南部和鄂爾多斯市東部及其周邊地區(qū)。

（3）內(nèi)蒙古草地資源生態(tài)承載力整體呈小幅度下降，其中1990—2015 年持續(xù)下降，2015—2020 年轉(zhuǎn)為上升狀態(tài)，生態(tài)承載力較高的區(qū)域主要集中在呼倫貝爾市、興安盟、通遼市及赤峰市等盟（市）。

（4）內(nèi)蒙古草地資源可持續(xù)性逐期下降，由1990 年的中度可持續(xù)性退化為2020 年的弱不可持續(xù)性，退化嚴(yán)重的區(qū)域集中在巴彥淖爾市、烏蘭察布市、烏海市、通遼市和呼包鄂經(jīng)濟(jì)區(qū)范圍。