樊 敏

(西南科技大学环境与资源学院，四川 绵阳 621010)

供给与需求的时空异质性是生态系统服务的基本属性，也是生态系统地理-生态过程-服务-人类收益的核心研究命题之一。生态功能是生态系统维持其结构的演化过程与其生境相互作用的本能和存在形式，生态系统服务指生态系统形成的、用于维持人类赖以生存和发展的环境条件与效用[1]3-5，是人类直接或间接从生态系统得到的所有收益[2-4]。目前，生态系统服务的模拟模型与工具主要包括生态生产功能模型[5]、价值转移模型[6]、强调社会偏好和优先的生态系统服务管理模型[7]。生态系统服务直接关系到人类福祉，对其进行合理分析和评估，有助于人类对自然生态系统的可持续开发与利用，从而实现生态系统的可持续管理[8-10]。生态系统对人类社会福祉提供的服务是多重的，各种生态系统服务之间的相互作用呈现出高度的非线性，一般表现为权衡和协同2种关系[11-13]。已有研究表明，在生物多样性和生态系统服务供给之间存在协同性[14-15]，调节服务与供给服务之间存在权衡性[16-17]。生态系统服务与社会福祉关系的研究主要集中在如何把生态系统服务应用于资源利用、生态系统管理、生物多样性保护、区域可持续发展以及减少贫困等议题[18-22]。因此，对生态系统服务与人类社会福祉的分析也应该逐渐应用到生态补偿等领域。国内生态系统服务的研究主要集中在国家尺度和区域尺度对不同类型生态系统服务进行价值评估上[23-26]。由于评价结果多以币值作为衡量单位，区域生态补偿政策的制定、区域可持续发展、生态安全和人类福祉等成为生态系统服务研究的重要应用方向[27-29]。

生态补偿一般指围绕着水资源、土地资源、环境资源等的污染、破坏、保护等问题，在区域内部及区域之间展开的对受影响的生态系统服务以经济、政策行为等进行补偿手段的人类社会经济活动[30]。生态补偿是解决生态系统服务供给侧与需求侧失衡的重要途径，具有地理学研究的一般特征及内涵，生态系统服务价值的区域差异是生态补偿的理论基础，需将不同收入阶层的地理分化纳入其中[31-34]。综上所述，目前生态系统服务的研究多侧重生态系统服务数量上的变化，缺乏对生态补偿的定量研究，未能反映生态系统结构与功能-服务-人类收益的传递关系，研究对象也较少涉及多民族共生区。因此，通过量化岷江上游山体不同垂直带生态系统服务，明确生态系统服务补偿阈值，可为多民族地区生态文明建设提供科学依据。

1 研究区概况

岷江上游地处青藏高原向四川盆地的过渡地带，是长江上游生态屏障核心区和成都平原重要水源地(图1)。同时，该区域是四川省内藏族和羌族的集中分布区，在藏族和羌族交融的历史长河发展进程中，形成了我国西南地区一条重要的民族廊道。流域内生态系统功能和生态系统服务的时空异质性、不同利益群体对服务需求的差异性导致生态系统服务供给侧与需求侧失衡。

初探岷江上游山地生态系统服务地域分异过程与补偿阈值主要源于以下2个方面：(1)岷江上游山地背景下的生态系统服务供需失衡。受自然因素和人文因素的共同作用，岷江上游山地生态系统服务供给侧与需求侧时空分异特征显著。在海拔>2 200 ～ 3 000 m的高半山区，植被类型以山地常绿落叶阔叶混交林-针阔混交林为主，人口密度适中 (331人·km-2)，居民生计以传统农业为主，山地生态系统服务类型多样、功能完善(图2)。在海拔1 400 ～ 2 200 m的干旱河谷区，蒸发量是降水量的3～5倍，植被以灌木层和草本层为主，人口密集 (1 243人·km-2)，工业产业高度集中，生态系统服务对社会经济发展的支撑能力严重不足(图3～4)。可见，高半山区高生态盈余下的低经济密度(服务供给侧>需求侧)与干旱河谷高生态赤字下的高经济密度(服务供给侧<需求侧)错位并存，生态系统服务供需矛盾日益凸显。

图2 1995—2010年岷江上游土地利用类型空间分布Fig.2 Spatial distribution maps of land uses across the upstream of Minjiang River during 1995-2010

(2)岷江上游流域内藏族和羌族生态补偿如何合理分配尚需探讨。岷江上游是中国传统游牧文化与农耕文化的交汇区，藏族居民生计以牧业为主，羌族居民生计以农业为主。该区域5县生态系统敏感而独特，藏族和羌族居民区错落分布：位于岷江干流源区的松潘县以藏族为主，拥有黄龙世界自然遗产地；位于黑水河源区的黑水县以藏族为主，拥有达古冰川；位于杂谷脑源区的理县以藏族和羌族为主，拥有“米亚罗国际地圈生物圈计划”的珍稀物种；茂县以藏族和羌族为主，拥有宝鼎沟国家自然保护区；汶川县以羌族为主，拥有大熊猫卧龙自然保护区。因此，《四川省主体功能区规划》将岷江上游主体功能定位为限制开发区。生态补偿作为当地居民收入的重要来源，如何科学界定藏族和羌族生态补偿阈值与资金配额，是实现民族和谐共处的关键所在。基于土地承载力和生态足迹模型，以杂谷脑流域为例，计算得到其生态盈余为3.793 8 hm2·人-1，表明高半山区生态系统服务对经济发展的支撑潜力大，其生态系统服务盈余可以向干旱河谷转移。因此，笔者对岷江上游山地生态系统服务的地域分异过程与补偿阈值进行研究，是山地地理-生态过程-服务-人类收益研究的综合集成，从岷江上游独特的生态位势和主体功能区定位的空间联动效应出发，建立生态系统服务赤字清单，并明确其补偿阈值，可为区域生态文明建设提供科学依据。

图3 1995—2010年岷江上游国内生产总值(GDP)空间分布Fig.3 Spatial distribution maps of GDP across the upstream of Minjiang River during 1995-2010

2 数据来源与研究方法

2.1 数据来源

研究所需人口数据空间分布、国内生产总值数据空间分布和土地利用类型空间分布均来自中国科学院资源环境科学数据中心(http:∥www.resdc.cn/)和国家地球系统科学数据共享平台(http:∥www.geodata.cn/index.html)；数字高程模型来源于30 m精度的ASTER GDEM数据和90 m精度的SRTM数据；研究区统计年鉴来源于国家网络公开数据及当地政府公开出版年鉴。

2.2 研究方法

根据上述岷江上游研究背景以及意义，拟采用地统计学插值、生态系统服务价值模型、生态系统服务补偿数理建模，对生态系统服务的地域分异过程与补偿阈值进行深入研究，具体实施步骤如下。

(1)基于地学插值分析和GIS数据转换工具，将模拟生态系统服务所需的自然-人文等多源、多尺度数据转化到统一的标准格式，确定生态系统服务的基本研究单元，即栅格单元。

(2)收集整理研究区土地利用类型空间分布图，采用价值转移法计算流域水文及养分循环，获得栅格尺度水源涵养、土壤保护等生态系统服务。

(3)以乡镇行政区域作为生态系统服务的管理单元，以保证生态系统服务维护对策的实际可操控性。

(4)在GIS平台下，将栅格尺度生态系统服务和价值与乡镇行政边界进行精确叠加，采用协同克里金法将栅格尺度生态系统服务和价值转化到乡镇单元，得到各乡镇生态系统服务价值。计算生态系统服务价值的关键是土地利用类型单位面积生态系统服务价值赋值，基于全球生态服务价值的估算结果[1]7-10,[2]和我国生态服务价值系数表[23-24]，并结合岷江上游实际情况，确定食物生产生态服务价值当量因子的经济价值量等价于当年平均粮食单产市场价值的1/7，公式为

Pi,j=ωi,j×P。

(1)

式(1)中,Pi,j为j种土地利用类型i种生态服务价值,元·hm-2；ωi,j为j种土地利用类型i种生态服务价值的权重系数;P为农田生态系统所提供的食品生产生态服务价值,元·hm-2。

岷江上游各类土地利用的生态服务价值、各生态服务功能类型的生态服务价值及其总的生态服务价值的主要计算公式为

VES，k=Ak×CV，k，

(2)

(3)

(4)

式(2)～(4)中，VES，k、VES和VES，f分别为土地利用类型k的生态服务价值、总生态服务价值和生态服务功能类型f的价值,元；Ak为土地利用类型k的面积，hm2；CV，k为土地利用类型k的单位面积生态服务价值，元·hm-2；CV，kf为土地利用类型k生态服务功能类型f的价值，元·hm-2。

图4 1995—2010年岷江上游人口密度空间分布Fig.4 Spatial distribution maps of population across the upstream of Minjiang River during 1995-2010

(5)基于乡镇生态系统服务赤字清单、不同收入阶层地理分化的年际变化，分别量化常住人口与生态系统服务补偿、不同收入阶层的地理分化与生态系统服务补偿的关系，结合精准扶贫的区域政策导向，建立乡镇单元生态系统服务补偿数理模型，并确定乡镇生态系统服务的补偿阈值。基于常住人口测算的生态服务补偿、基于行政单元面积测算的生态服务补偿和综合修正生态系统服务补偿的计算公式如下：

(5)

(6)

SPE=λ×SPE,P+(1-λ)SPE,a。(7)

式(5)～(7)中，VES，i,j为j时期i乡镇行政单元的生态服务价值，元；PGD，i,j为j时期i乡镇行政单元的GDP，元；PT，i,j为j时期i乡镇行政单元的总人口；Si为i乡镇行政单元的面积，m2；SPE，p(i,j)为i乡镇行政单元从j时期到j+1时期基于单元内常住人口计算所获得的生态服务补偿,元；SPE，a(i,j)为i乡镇行政单元从j时期到j+1时期基于单元面积计算得到的生态服务补偿,元；SPE为各乡镇单元生态服务补偿,元；SPE，p为依据乡镇常住人口测算的生态服务补偿,元；SPE，a为依据乡镇行政单元面积测算的生态服务补偿,元；λ为权重，该研究取0.5。

3 结果与分析

3.1 岷江上游土地利用类型变化

1995—2010年岷江上游各土地利用类型如图2和表1所示。

表1 1995—2010年岷江上游各土地利用类型面积变化

Table 1 The changes in areas for land use across the upstream of Minjiang River during 1995-2010

土地利用类型面积/km21995年2010年面积变化率/%农田5866287.17林地11 41010 941-4.11草地12 72313 1203.12水体41459.75建设用地132376.92未利用土地925177.78

2个时段研究区域主要土地利用类型为林地、草地、农田、水体、建设用地和未利用土地。空间上，岷江上游6类土地利用类型中草地所占比例最大，其次为林地，未利用土地面积占比最小。在时间上，2010年农田面积比1995年增加7.17%，即居民所能利用的耕地资源空间有所增加；林地面积比1995年减少4.11%；草地和水体面积比1995年分别增加3.12%和9.75%；建设用地和未利用土地面积比1995年分别增加76.92%和177.78%。在这16 a的土地利用类型变化过程中，林地占比随时间推移逐渐降低，农田、草地、水体、建设用地和未利用土地占比均有不同程度提高。

3.2 岷江上游生态系统服务价值变化

岷江上游各土地利用类型的单位面积生态系统服务价值如表2所示。由表2可知，气体调节服务的贡献来源以林地和草地为主，约占90%；气候调节以林地为主；水源涵养以林地、草地和水体为主，大约占整体水源涵养的90%；土壤形成与保护和生物多样性保护均以林地为主；农田和水体对废物处理的贡献较大，约占80%；食品生产以农田为主；林地是主要的原材料来源地，而且对文化娱乐生态系统服务价值起主要贡献作用。从整体来看，林地是生态系统服务功能最大的土地利用类型，约占总体服务的60%；其次是草地，约占20%；然后是农田和水体；建设用地和未利用土地生态系统服务功能则较弱。

表2 岷江上游不同土地利用类型的单位面积生态系统服务价值

Table 2 Ecosystem service value per unit area corresponding to each land use category across the upstream of the Minjiang River元·hm-2·a-1

土地利用类型气体调节气候调节水源涵养土壤形成与保护废物处理生物多样性保护食物生产原材料娱乐文化农田642.811 144.20771.371 877.01 2 108.42912.791 285.62128.5612.86林地4 499.673 471.174 113.985 013.921 684.164 191.12128.563 342.611 645.59草地1 028.501 157.061 028.502 506.961 684.161 401.33385.6964.2851.42水体0591.3926 200.9412.8623 372.573 201.19128.5612.860建设用地0038.5725.7112.86437.1112.86012.86未利用土地0038.5725.7112.86437.1112.86012.86

根据1995和2015年研究区域各种生态系统的土地利用面积(图2和表1)以及生态系统服务单位面积价值表(表2)，采用价值转移法分别计算各时期岷江上游生态系统服务价值(表3和图5)。由1995和2010年岷江上游生态系统服务价值的空间分布可知，林地和草地对岷江上游生态系统服务价值的贡献较大，空间上呈现东多西少的分布格局。黑水、理县和松潘的生态系统服务价值较大，这是因为上述区域内林地和草地分布面积较大，而林地和草地具有较高的单位面积生态系统服务价值。汶川和茂县的生态系统服务价值较小，这是因为上述区域内农田和建设用地分布面积较大，而农田和建设用地的单位面积生态系统服务价值较低。在这16 a的土地利用类型变化过程中，岷江上游东部林地面积逐渐减少，造成该区域整体生态系统服务价值降低，这也说明岷江上游生态保护政策实施的重点应该落实在该区域。

在时间尺度上，1995年岷江上游生态系统服务价值以林地为主，其次是草地，这主要是因为1995年岷江上游6类土地利用类型中林地和草地所占比例较大，对生态系统服务价值的贡献率较高，其生态系统服务价值分别为320.52×109和118.42×109元。2010年岷江上游生态系统服务价值仍以林地和草地的贡献率较高，其次是农田，林地的生态系统服务价值为307.34×109元，草地为122.12×109元，农田为9.21×109元。在时间上，2010年草地和农田生态系统服务价值比1995年分别增加3.70×109和0.62×109元。岷江上游建设用地的生态系统服务价值随着面积增加而增加，但变化幅度小于农田和草地。2010年林地生态系统服务价值比1995年减少13.17×109元，林地生态系统服务价值减少的幅度大于其他5类土地利用类型生态系统服务价值的增加幅度，进而造成研究区域整体生态系统服务价值降低。总之，2010年岷江上游总生态系统服务价值比1995年下降8.61×109元，林地和草地生态系统变化对岷江上游生态系统服务价值起到了决定性的作用。

表3 1995—2010年岷江上游不同土地利用类型的生态系统服务功能总价值

Table 3 Total ecosystem service value corresponding to land use types across the upstream of Minjiang River from 1995 to 2010109元

土地利用类型 1995年2010年农田8.599.21林地320.52307.34草地118.42122.12水体2.422.66建设用地0.007 00.012未利用土地0.004 90.013总计449.97441.35

图5 1995—2010年岷江上游生态系统服务价值空间分布变化 Fig. 5 Spatial distribution maps of change in ecosystem service value in the upstream of Minjiang River during 1995-2010

3.3 生态补偿阈值空间分布

常住人口和面积是影响区域生态经济发展以及区域生态补偿额度的2个重要因素，因此综合考虑区域常住人口和面积2个因素，计算人口修正的生态补偿和乡镇面积修正的生态补偿额度，并在此基础上计算得到岷江上游各乡镇的综合生态补偿额度，其空间分布如图6所示。在计算过程中取4个自然断裂点，据此将研究区域的生态补偿额度分为5级，岷江上游各生态补偿额度存在比较明显的区域差异。人口修正的生态补偿额度为正值的区域集中在岷江上游的西北地区和正东部，表明该区域需要支付给其他区域的生态补偿额度较高；而人口修正的生态补偿额度为负值的区域集中在黑水、松潘和理县附近，表明该区域应接受来自其他区域的生态补偿额度较高。乡镇面积修正的生态补偿额度为正值的区域集中在松潘和黑水县，而负值区域集中在茂县和汶川县附近。岷江上游各乡镇的综合生态补偿额度考虑了人口修正的生态补偿额度和乡镇面积修正的生态额度的分布特征，其负值区域集中在研究区域的西北部，而正值区域集中在黑水、松潘和理县。

图6 1995—2010年岷江上游人口修正、乡镇面积修正及综合修正的生态补偿额度空间分布Fig. 6 Spatial distribution maps of ecological compensation based on the population, ecological compensation based on the village area, and comprehensively corrected ecological compensation in the upstream of Minjiang River during 1995-2010

4 讨论

4.1 经济和社会因素对生态补偿的影响

对于以乡镇行政为研究单元的生态补偿空间格局的分析与表达，多数研究只采用生态系统服务价值属性数据空间化的方法，这往往忽略了隐藏在属性数据中的经济和社会因素[12,35-36]。笔者运用基于人口和GDP的生态补偿阈值模型探索山地生态系统服务的时空动态和空间流动路径，辨析生态系统服务缺失，区分生态系统服务供给与消费的区域差异，明晰生态系统服务补偿的区域、尺度和差异，有利于提高生态系统服务研究的深度和广度，同时也弥补了传统分析方法在生态补偿研究中过于简单的不足[32,37]。需要指出的是，该研究还存在一些不足之处，考虑社会、经济和土地利用类型数据的可获得性和代表性，笔者仅选取1995和2010年2个时段的人口、GDP和土地利用类型数据构建生态补偿阈值模型，对岷江上游乡镇生态补偿阈值的空间格局特征进行了初步的解释分析，缺乏对其他时段的研究。1995和2010年作为该区域退耕还林工程实施前后的2个时段，可作为认知岷江上游生态系统补偿研究的“窗口”，该“窗口”有利于揭示人与自然和谐共处区域所蕴含的某种规律和特征，实现复杂人地系统问题的简化研究。然而，从多时段、多因素、多角度出发来系统阐释岷江上游生态补偿阈值的空间格局特征是十分必要的，因此这将成为笔者研究进一步深化的方向。

4.2 生态补偿模型的完善

笔者在构建生态补偿阈值模型过程中仅考虑了生态系统服务价值、经济发展和人口分布等因素，其中生态系统服务价值是指该研究区域内全部生态系统的服务价值和自然资源价值，其市场价值和非市场价值的实现是相辅相成的，因此不再细分。在以后的研究中可考虑社会发展、产业结构等因素的影响，并不断完善生态补偿阈值模型，推动生态补偿的科学发展。另外，该生态补偿阈值模型综合考虑了区域生态、经济和社会发展水平，并选择乡镇行政区作为研究单元，可以应用于大中尺度区域的研究，具有较强的推广意义。

4.3 研究的生态学意义

该研究初探岷江上游生态系统服务功能地域分异过程与补偿阈值的研究，是关于山地生态系统服务尺度-结构-过程耦合作用和山区聚落分布对生态系统服务补偿阈值的影响科学研究的综合集成，不仅可以有效保护生态资源与环境，同时也是促进该区域持续发展的重要措施，为山区生态系统服务交易权的市场化运作机制和政府主导型生态补偿空间优化配置的研究提供了新的尝试和数据支撑，既符合国际上普遍实施的为实现生态保护与经济社会协调发展而采取的生态恢复重建与生态系统服务转型战略，也是落实科学发展观、构建和谐社会、修复长江流域生态环境及森林生态安全工作的重要举措，对生态与环境脆弱区实现生态保护与增产增收的双赢目标具有十分重要的意义。

岷江上游生态系统服务功能地域分异过程将有助于更为深入地了解生态系统服务的形成机理，有利于建立区域生态系统服务补偿机制以及进行生态恢复重建和保护。生态系统具有物质交换、能量流动和信息传递等功能，并且生态系统服务对人类具有复杂而多样化的价值，对岷江上游生态系统服务及其价值地域分异进行动态过程研究(多个时期生态系统服务功能及其价值的评估)，可以反映研究区域的生态状态，能够在不同地理尺度和社会经济尺度上展示生态系统服务功能的空间变化。将地学图谱分析技术应用于生态系统服务尺度转换研究，实现生态系统服务及其价值在栅格尺度与乡镇单元间的空间转移与尺度推绎，拓展了地学信息图谱技术在生态系统服务管理研究领域的应用，既符合市场经济体制的客观需要，又为人类实现调控和管理生态系统提供了决策方案，可为生态系统服务补偿研究尺度的建立提供理论依据，以解决人类当前及未来面临的生态问题。