基于NPP分配的生產(chǎn)和生態(tài)功能協(xié)同提升模式
——以西藏拉薩河谷半農(nóng)半牧村為例

武俊喜,潘 影, 李振男, 張燕杰, 趙忠旭,張憲洲,余成群

1 中國科學院地理科學與資源研究所, 北京 100101 2 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 3 中國科學院大學, 北京 100049 4大理大學農(nóng)學與生物科學學院, 大理 671003

生態(tài)系統(tǒng)的退化降低了生態(tài)系統(tǒng)服務,引起了生態(tài)災害,危害人民群眾的生命財產(chǎn)安全和人類福祉。利用生態(tài)修復工程對退化生態(tài)系統(tǒng)進行修復,恢復與重建生態(tài)系統(tǒng)的過程和功能,提升各項生態(tài)系統(tǒng)服務,對促進生態(tài)文明和實現(xiàn)美麗中國具有重大意義。

退化生態(tài)系統(tǒng)恢復重建的技術和模式有許多[1- 3]。從干預和介入退化生態(tài)系統(tǒng)的程度,可分為低度、中度、高度介入的生態(tài)修復方式,低度方式依靠生態(tài)系統(tǒng)彈性自然恢復、中度方式對環(huán)境條件進行干預、高度方式是對生態(tài)系統(tǒng)進行重建[4]。例如退化草地生態(tài)系統(tǒng),圍欄禁牧、施肥及人工播種是最常用恢復措施[5]。

現(xiàn)階段許多恢復生態(tài)學研究基于生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)學的理論,利用樣方實驗、區(qū)域監(jiān)測等方法,分析評估生態(tài)恢復技術和工程的效果,印證了三種程度的生態(tài)修復都能對生態(tài)系統(tǒng)的恢復起到一定作用[3,6- 8]。但針對不同程度的退化、不同的生態(tài)系統(tǒng)類型,不同修復方式的成本和效果差異較大[4]。

如何根據(jù)退化區(qū)域的特點,尤其是居民生計仍依靠當?shù)厣鷳B(tài)系統(tǒng)的欠發(fā)達生態(tài)退化區(qū),促進其生態(tài)修復的雙贏或生態(tài)、產(chǎn)業(yè)的耦合提升,仍是難點[9-10]。這其中主要是因為現(xiàn)有的區(qū)域生態(tài)學、景觀生態(tài)學等理論和假設在支持區(qū)域生態(tài)恢復技術組合以及恢復工程的空間配置,促進生產(chǎn)、生態(tài)功能的協(xié)同提升等方面,仍是不足。

能否同時提高生產(chǎn)和生態(tài)功能,從生態(tài)系統(tǒng)服務分類的角度看,即是生態(tài)系統(tǒng)供給服務與調(diào)節(jié)服務。草地生態(tài)系統(tǒng)凈初級生產(chǎn)力(Net primary production, NPP)在人類社會系統(tǒng)和自然系統(tǒng)中的分配比例,與生態(tài)系統(tǒng)供給、調(diào)節(jié)服務的權衡有很大關系[11]。這便為通過定量分析并優(yōu)化NPP在不同系統(tǒng)中的分配,進行不同生態(tài)恢復技術的組合和空間配置提供了一條新的思路。

人類占用凈初級生產(chǎn)力(Human appropriation of net primary production, HANPP)為國際上較為成熟的NPP的分配框架,其將生態(tài)系統(tǒng)潛在凈初級生產(chǎn)力(Potential net primary production, NPPpot)分為人類占用(HANPP)和生態(tài)系統(tǒng)存留(Remaining net primary production in the ecosystem after human appropriation, NPPeco)兩個部分,又將HANPP細分為土地利用變化導致(Land use induced human appropriation of net primary production, HANPPluc)與收獲導致(Harvest induced human appropriation of net primary production, HANPPharv)的NPP變化兩個部分[12-13]。

本文基于HANPP框架及前人在生態(tài)系統(tǒng)服務權衡方面的研究基礎,嘗試提出NPP權衡假設,用以定量分析不同生態(tài)修復情景下草地生態(tài)系統(tǒng)供給和調(diào)節(jié)服務的響應。為整村或區(qū)域生態(tài)恢復技術和工程的面積及空間配置優(yōu)化提供一個新的思路。

1 材料與方法

1.1 NPP權衡假設

本研究在前人研究基礎上[11],提出NPP權衡假設,即為：在一定氣候條件下,潛在凈初級生產(chǎn)力(NPPpot)的總量為限制因子,NPPpot中人類占用部分(HANPP)和留存在生態(tài)系統(tǒng)中的部分(NPPeco)的比例決定了生態(tài)系統(tǒng)供給服務和調(diào)節(jié)服務的比例；當HANPP與NPPeco的比例發(fā)生變化時,生態(tài)系統(tǒng)供給與調(diào)節(jié)服務將發(fā)生權衡。

HANPP主要分為兩個部分,土地利用引起的HANPPluc與收獲導致的HANPPharv,其中收獲(牧草、農(nóng)作物等)導致HANPPharv和供給服務關系(牧草供給、農(nóng)產(chǎn)品供給等)緊密。基于NPP權衡假設,在NPPpot總量不變時,生產(chǎn)活動的增強提高了HANPPharv,同時導致NPPeco減少,引起供給服務增加的同時調(diào)節(jié)服務降低。而傳統(tǒng)封育式生態(tài)修復,即是通過禁牧降低放牧產(chǎn)生的HANPPharv,通過犧牲供給服務而提高NPPeco和調(diào)節(jié)服務(圖1)。

而若要促進生產(chǎn)生態(tài)的協(xié)同提升,基于NPP權衡假設,一種可行的方法便是提高HANPPharv的同時降低HANPPluc,甚至使HANPPluc扭轉(zhuǎn)為負值,確保二者之和的HANPP有所降低,從而提高NPPeco(圖1)。

圖1 基于NPP權衡的生產(chǎn)生態(tài)協(xié)同提升模式概念框架Fig.1 The conceptual framework of the synergized improving mode in both production and ecology aspects based on the tradeoffs among NPP NPP: 凈初級生產(chǎn)力; HANPP: 人類占用凈初級生產(chǎn)力; NPPeco: 生態(tài)系統(tǒng)留存凈初級生產(chǎn)力; HANPPluc: 土地利用導致凈初級生產(chǎn)力變化; HANPPharv: 收獲的凈初級生產(chǎn)力及收獲行為導致的凈初級生產(chǎn)力損失

本研究基于NPP權衡假設,以西藏白朗村為研究案例,結(jié)合實地采樣監(jiān)測數(shù)據(jù)分析了生態(tài)修復前及協(xié)同提升兩個階段下(詳見1.5)的HANPP組分及生態(tài)系統(tǒng)調(diào)節(jié)服務響應。

1.2 HANPP各組分核算方法及數(shù)據(jù)來源

本文中,NPP各組分的核算主要基于實地采樣數(shù)據(jù)和調(diào)研數(shù)據(jù),核算參數(shù)主要來自于文獻,詳細如下。

NPPpot=HANPP+NPPeco= HANPPluc+HANPPharv+NPPeco

(1)

式中,NPPpot為潛在NPP,HANPP為人類占用NPP,NPPeco為生態(tài)系統(tǒng)留存NPP,前者為后兩者之和；其中HANPP又分為土地利用引起的NPP變化(HANPPluc)與人類活動收獲的NPP(HANPPharv)。

NPPpot利用不同海拔圍欄內(nèi)生長旺季地上生物量采樣數(shù)據(jù)以及地上地下NPP量比例數(shù)據(jù)估算(表1)；并基于30m分辨率的Aster DEM數(shù)據(jù)制圖。本研究自2013年在白朗村3900m至5100m建立一條垂直樣帶,樣帶自村落河谷區(qū)3900m海拔處開始至坡頂5100m,每隔100m設立一個圍欄。2017年8月中旬,每個圍欄中隨機選取九個樣點,使用刈割法將所有地上生物量收獲,并放入65℃的烘箱內(nèi)烘干稱重(表2)。地上NPP占總比例數(shù)據(jù)則參考文獻中高寒草原的數(shù)據(jù),為22.4%,干物質(zhì)轉(zhuǎn)換為碳的轉(zhuǎn)換系數(shù)則為0.45[14]。

HANPPluc為土地利用變化導致的NPP變化[13]。主要考慮耕地、人工草地的土地利用類型變化導致的NPP變化,以及天然草地退化導致的NPP變化。其中耕地、人工草地的HANPPluc利用兩種土地利用NPP與天然草地NPPpot的差值計算,天然草地的HANPPluc利用退化草地和天然未退化草地的NPP差值計算,詳細計算公式與數(shù)據(jù)來源見表1。

HANPPharv為收獲行為導致的NPP損失[13]。同樣考慮耕地、人工草地以及天然草地的HANPPharv,其中耕地、人工草地的HANPPharv基于單產(chǎn)計算,天然草地的HANPPharv基于村落總牲畜數(shù)量、單個羊單位的采食量、秸稈牧草補飼量等參數(shù)計算的單位面積天然草地牧壓強度計算(表1)。

表1 HANPP各組分算法與數(shù)據(jù)來源

NPPeco則根據(jù)NPPpot與HANPP(HANPPharv+ HANPPluc)的差值計算并制圖。

1.3 基于NPPeco的生態(tài)系統(tǒng)服務估算方法

本研究基于NPP權衡假設,參考現(xiàn)有的生態(tài)系統(tǒng)服務估算方法,構建了基于NPPeco的生態(tài)系統(tǒng)服務定量方法(表2)。

具體來說,現(xiàn)有定量方法中碳固定服務主要為地上、地下生物量中的碳含量以及土壤有機碳之和,本研究利用NPPeco與土壤有機碳之和表征生態(tài)系統(tǒng)碳固定服務?？諝鈨艋罩饕脝挝幻娣e生態(tài)系統(tǒng)吸收SO2量表征,現(xiàn)有定量方法中利用累積地上生物量以及吸收SO2系數(shù)計算,本研究利用NPPeco和HANPP替代累積地上生物量,計算空氣凈化服務。具體計算方法和數(shù)據(jù)來源見表2。

表2 基于NPPeco與采樣數(shù)據(jù)的生態(tài)系統(tǒng)服務計算方法

1.4 研究區(qū)域及生態(tài)修復現(xiàn)狀

本研究以西藏拉薩河谷半農(nóng)半牧村——白朗村為例,探索基于NPP權衡假設的生態(tài)修復模式。白朗村位于西藏自治區(qū)拉薩市林周縣卡孜鄉(xiāng),村落總面積123km2,年均氣溫7.5℃,年均降雨量440mm。整個村落主要由北部的山前洪積扇(河谷區(qū))與南部兩條山體組成,海拔從3800m至5500m左右。

2010年白朗村有牧民200多戶,牦牛1584頭,黃牛983頭,羊4138只,合計共15990羊單位。其中,由于長年過度放牧等因素,白朗村天然草地發(fā)生不同程度的退化。在2013年左右,白朗村開始嘗試進行生產(chǎn)生態(tài)協(xié)同提升的生態(tài)修復模式,即開墾并種植一年生人工牧草地約28.7hm2(圖2),生產(chǎn)的牧草用以牛羊補飼,從而降低山坡天然草地的放牧壓力。該模式不同于傳統(tǒng)禁牧、減畜并給予受影響的牧戶補貼的模式,旨在通過利用一部分土地增強牧草生產(chǎn),其余土地減畜減壓,實現(xiàn)退化草地自然恢復,最終達到整村生產(chǎn)生態(tài)協(xié)同提升的目的。

圖2 研究區(qū)域位置圖Fig.2 The location of study region-Bailang village

1.5 基于NPP權衡的生態(tài)修復模式情景設置

本研究基于NPP權衡假設,選取2010年生態(tài)修復前、2015年生態(tài)修復后以及假設擴大現(xiàn)有人工牧草地面積三種情況設置生態(tài)修復三個情景,并分析了不同情景下白朗村的生產(chǎn)(牲畜養(yǎng)殖頭數(shù))和生態(tài)狀況(生態(tài)系統(tǒng)服務)。3種情景分別如下：

1、生態(tài)修復前。該情景數(shù)據(jù)來源于2010年實際采樣調(diào)研數(shù)據(jù),代表傳統(tǒng)放牧下草地退化的狀況。

2、協(xié)同提升后。該情景數(shù)據(jù)來源于2015年實際采樣調(diào)研數(shù)據(jù),代表實際生產(chǎn)生態(tài)協(xié)同修復下的狀況,即開墾一部分村落中處于沖積扇河谷地區(qū)的退化草地,用以種植人工牧草(約28.7hm2)。

3、河谷種草模式。該情景數(shù)據(jù)為規(guī)劃目標設置,假設了生產(chǎn)生態(tài)協(xié)同提升中最大化生產(chǎn)的極端模式,即村落中整個洪積扇(約828 hm2)種植人工牧草,坡上進行禁牧。

在生態(tài)修復前和協(xié)同提升后這兩個情景中,耕地、天然草地、人工草地面積確定,牲畜養(yǎng)殖頭數(shù)根據(jù)實際調(diào)研數(shù)據(jù)設置；在這兩個情景中,主要通過HANPP各組分算法計算NPPeco(表1),并基于NPPeco的方法計算生態(tài)系統(tǒng)服務(表2)。在第三個情景河谷種草模式中,耕地、天然草地、人工草地面積同樣確定,且天然草地完全禁牧；在此情況下,計算生態(tài)系統(tǒng)服務,并根據(jù)HANPPharv的計算反推可以養(yǎng)殖的牲畜數(shù)量。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同情景下的HANPP組分分析

在實施生態(tài)修復前,白朗村HANPP為35.0 g C/m2,占NPPpot的13.8%,其中收獲的HANPPharv占40.0%(14.0 g C/m2),土地利用改變導致的HANPPluc占60.0%(21.0 g C/m2)(表3)。在實施協(xié)同提升的生態(tài)修復后,白朗村HANPP基本保持不變,為35.3 g C/m2,占NPPpot的比例也僅提高了0.1%；但HANPP的結(jié)構發(fā)生了變化,其中HANPPharv提高了4.2%,HANPPluc降低了1.8%。而河谷種草模式下,HANPP相比實施生態(tài)修復前降低了67.0%,為11.7g C/m2。HANPP的結(jié)構變化更加劇烈,HANPPharv增加了84.2%,為25.8 g C/m2；HANPPluc降低了167.0%,為-14.2 g C/m2。

表3 三個生態(tài)修復情景下的土地利用、HANPP與生態(tài)系統(tǒng)服務

從空間格局上看,村落北部海拔在3800—3900m左右的洪積扇河谷區(qū)NPPpot較高,海拔較高的山體部分NPPpot普遍較低(圖3)。而實施生態(tài)修復之前,山體部分的HANPP皆在較高水平,占NPPpot比例約在13.8%—18.6%,高于村落平均水平(13.8%)(圖4)。實施協(xié)同提升的生態(tài)修復后,山體部分的HANPP無明顯變化,但洪積扇河谷區(qū)的HANPP結(jié)構發(fā)生變化,即HANPPluc降低而HANPPharv升高,以支持養(yǎng)殖牲畜數(shù)量的增加(圖4)。而實施河谷種草模式后,山體部分HANPP降低為0；除了耕地,洪積扇河谷區(qū)其他人工種草區(qū)域的HANPP也大幅降低,其中主要是HANPPluc大幅降低至負值,從而抵消了因牲畜養(yǎng)殖數(shù)量增加而增長的HANPPharv。

圖3 白朗村草地潛在凈初級生產(chǎn)力 Fig.3 The map of potential NPP of grassland ecosystems of Bailang village

圖4 不同生態(tài)修復情景下HANPP各組分空間格局Fig.4 The spatial patterns of the components of HANPP under different ecological restoration scenarios

不同情景下的NPPeco同樣有較大差異,實施生態(tài)修復前和實施協(xié)同提升的生態(tài)修復后,NPPeco分別為218.6 g C/m2與218.4 g C/m2,而河谷種草模式下,NPPeco相比生態(tài)修復前提高了10.7%,為242.0 g C/m2。從空間格局上看,河谷種草模式下,NPPeco在山體部分以及洪積扇河谷區(qū)皆有提升。

2.2 不同情景下的生產(chǎn)水平與生態(tài)系統(tǒng)服務

實施生態(tài)修復前,白朗村共有牲畜15990羊單位,生態(tài)系統(tǒng)空氣凈化服務為12.0 g SO2m-2a-1,碳固定服務為6245.4 g C m-2a-1。實施協(xié)同提升的生態(tài)修復后,白朗村牲畜放牧與養(yǎng)殖數(shù)量增加了6.3%,至17000羊單位；生態(tài)系統(tǒng)服務基本保持同一水平,其中空氣凈化服務為12.0 g SO2m-2a-1,碳固定服務為6240.0 g C m-2a-1。在河谷種草模式情景下,可放牧和養(yǎng)殖的牲畜數(shù)量大幅增加了2.2倍(35195羊單位)；而空氣凈化服務也提高了15.1%(13.8 g SO2m-2a-1),碳固定服務提高了5.0%(6560.1 g C m-2a-1)。

從空間格局上看,空氣凈化服務的空間格局變化不大,僅在河谷種草模式下,河谷區(qū)生態(tài)系統(tǒng)空氣凈化服務有所提升。而碳固定服務則變化較大,在實施生態(tài)修復前及實施協(xié)同提升的生態(tài)修復后,河谷區(qū)生態(tài)系統(tǒng)碳固定服務較高,而在河谷種草模式下,該區(qū)域碳固定服務大幅降低,而山體部分碳固定服務則有所提升。

圖5 不同生態(tài)修復情景下生態(tài)調(diào)節(jié)系統(tǒng)服務的空間格局Fig.5 The spatial patterns of ecosystem regulating services under different ecological restoration scenarios

3 討論

3.1 生態(tài)修復中人工草地的優(yōu)化配置

圍欄封育、減畜、輪牧等是退化草地最常用的生態(tài)修復方式,其主要是降低人類利用強度,促進生態(tài)系統(tǒng)自身恢復[4]。然而封育、減畜式生態(tài)修復對重度退化草地效果一般,且其犧牲草地的生產(chǎn)功能,需要政府進行補貼等以維持受影響的牧戶生計[4,16]。近些年,人工種植牧草等方式被用來治理中重度退化草地,在能保證其高投入的前提下,人工草地可以提高生產(chǎn)功能,并促進退化草地植被覆蓋度等的恢復[18-19]。但由于其高投入,相比天然草地會降低土壤有機碳、全氮、全磷的特點[16,20],人工牧草地不可能無限擴張。如何根據(jù)區(qū)域草地退化情況以及水土資源狀況,設定人工草地面積比例,優(yōu)化人工草地空間格局,仍是難點[21]。

NPP權衡假設便為定量分析人工草地位置和面積變化下,整個區(qū)域生產(chǎn)生態(tài)功能的響應提供了理論支持；其通過NPPpot反映該區(qū)域的自然條件,并通過HANPP框架和基于NPPeco的生態(tài)系統(tǒng)服務計算,將生產(chǎn)、生態(tài)功能與NPP的分配聯(lián)系起來。本研究中,白朗村僅利用天然草地7%的面積種植人工牧草,便可以達到生產(chǎn)功能(牲畜養(yǎng)殖數(shù)量)提高2.2倍,并完全不需要利用山體天然草地,可促進其恢復,達到整個村落空氣凈化服務提高了15.1%,碳固定服務提高了5.0%。

3.2 NPP權衡假設與HANPP框架

HANPP方法框架已較為成熟,在利用HANPP框架分析生態(tài)系統(tǒng)服務方面也有一些案例,包括可以用來區(qū)分人類活動和氣候變化對生態(tài)系統(tǒng)服務退化和恢復的影響[22],或是評估土地利用退化對生態(tài)系統(tǒng)服務的影響[23]。但HANPP的框架主要是用g C/m2這一量綱來定量一定時空內(nèi)人類活動的強度,并利用HANPPharv及HANPPluc等剖析人類活動的結(jié)構[12]；利用HANPP分析生態(tài)系統(tǒng)服務響應的研究中大多還是利用相關性分析、回歸分析等統(tǒng)計方法。本研究是基于NPP權衡假設,利用HANPP框架構建了定量分析人類活動影響生態(tài)系統(tǒng)服務權衡的方法體系,是一種將方法學和生態(tài)系統(tǒng)服務權衡機理統(tǒng)一起來的嘗試。

但本研究現(xiàn)階段僅嘗試針對空氣凈化和碳固定兩種調(diào)節(jié)服務,其他調(diào)節(jié)服務的定量方法仍需探索?，F(xiàn)在的水源涵養(yǎng)服務大多使用水量平衡法,由年降雨量減去實際蒸散量,其中實際蒸散量與地表植被覆蓋和土地利用類型有很大關系[24]；而土壤保持服務的定量大多使用通用土壤流失方程計算,其中的植被覆蓋因子和水土保持的措施因子也與地表植被覆蓋和土地利用類型有很大關系[25]；防風固沙服務的定量大多使用修正土壤風蝕方程計算,其中的綜合植被因子用以估算生長植被、枯立物等對土壤風蝕的影響[26]。理論上這三種調(diào)節(jié)服務都可以利用統(tǒng)計學方法與NPPeco建立聯(lián)系,完善基于NPPeco的調(diào)節(jié)服務定量方法體系,推動NPP權衡假設對區(qū)域生產(chǎn)生態(tài)協(xié)同提升的支持。

4 結(jié)論

NPP權衡假設可以為定量分析區(qū)域尺度生態(tài)系統(tǒng)服務權衡提供一定的理論支持,從而促進區(qū)域生產(chǎn)生態(tài)協(xié)同提升的生態(tài)修復模式優(yōu)化研究。白朗村在生態(tài)修復前后,HANPP的總量和結(jié)構皆發(fā)生了較大變化,伴隨著生態(tài)系統(tǒng)供給與調(diào)節(jié)服務的權衡。通過基于NPP權衡假設的定量分析框架得出,西藏拉薩河流域的半農(nóng)半牧村可以通過河谷區(qū)種草,山體草地自然恢復模式,同時提高養(yǎng)殖牲畜數(shù)量和生態(tài)系統(tǒng)調(diào)節(jié)服務水平。本研究區(qū)域大約利用7.0%面積的天然草地種植人工牧草,便可以達到牲畜養(yǎng)殖數(shù)量提高2.2倍,空氣凈化服務與碳固定服務分別提高15.1%與5.0%。