2016, Vol. 36文章信息
- 徐瑶, 陈涛
- XU Yao, CHEN Tao.
- 藏北草地退化与生态服务功能价值损失评估——以申扎县为例
- Dynamic monitoring of grassland degradation on the Northern Tibetan Plateau and loss assessment of its ecological service value, by using Shenza County as a case study
- 生态学报[J]. 2016, 36(16): 5078-5087
- Acta Ecologica Sinica[J]. 2016, 36(16): 5078-5087
- http://dx.doi.org/10.5846/stxb201501290229
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文章历史
- 收稿日期: 2015-01-29
- 网络出版日期: 2015-11-30
2. 四川科技职工大学, 成都 601101
2. Sichuan Staff University of Science and Technology, Chengdu 601101, China
草地生态系统是维持自然生态系统格局、保护生态安全、发展畜牧业生产和传承草原文化的基础[1]。草地生态系统服务功能划分为提供产品功能、调节功能、文化功能和生命支持功能4大类[2-6]。随着人类对草地生态系统服务功能不可替代性的深入认识[7],通过定量评估生态系统服务功能及其价值[8-16],特别是潜在的调节功能和生命支持功能价值[17],对于有效地发挥草地资源的经济效益,制定科学合理的区域生态保护和经济开发决策,保护和恢复草地资源效用具有重要意义。
藏北草地是我国重要的畜牧业生产基地和生态安全屏障。由于长期以来对草地资源存在粗放经营、不合理利用以及管理混乱等问题,使得草地资源过度放牧、乱开滥垦等现象普遍,草地退化、沙化、盐碱化面积日益扩大,草地植被破坏严重,水土流失加剧,草原鼠虫害严重,草地、草原自然灾害频繁、生产力不断下降等日益突出的环境问题,不仅直接威胁到当地的畜牧业生产和我国的生态屏障安全,而且严重影响着藏北草地生态系统的可持续发展[18]。开展保护藏北草地生态环境的研究与实践工作,加强草地生态系统服务功能的研究,对草地生态系统的恢复与重建、改善生态环境具有重要意义。
由于西藏高原区域大都道路稀少、交通不便,且环境、气候恶劣,若按照常规的野外实地采样调查方法对草地退化进行监测及研究很难开展,且成本昂贵,耗时耗力,时效性差,不能满足现势调查研究。遥感技术以其快速、宏观、丰富的信息,成本低廉等特点已被引入青藏高原草地生态系统研究中[19-21]。20世纪80年代兴起的生态经济学,是通过分析人类经济社会与资源、生态环境之间的矛盾运动,来揭示生态经济系统持续发展的内在规律性的学科。可持续发展的定量化评估模型,如能值分析法[22-24]、生态足迹法[25-27]、生态系统服务价值评估[1, 28-30] 等方法已被广泛用于草地生态系统的生态经济研究中。本文以生态学、经济学理论为基础,以遥感和GIS为技术支撑,以藏北高原草地生态系统为研究对象,利用1990、2000、2010年3期不同时相的TM、ETM+和CEBERS遥感影像,以人口密度较高、经济相对发达的具有较强代表性的申扎县为例,对研究区草地覆盖信息进行解译,监测藏北高原草地退化状况,并结合多种生态经济学评估模型测算申扎县草地生态系统服务功能价值损失,研究结果对藏北申扎县草地退化的综合治理和草地生态系统的可持续发展具有重要的参考意义。
1 研究区概况申扎县地处西藏中部,那曲地区西南部,属南羌塘大湖盆地带,位于冈底斯山和色林错之间。该地区山势平缓,草原开阔,南部和北部偏高,中部偏低,西部高,东部低,以山地为主,大部分山峰较平缓,相对高差在300—500m之间,平均海拔4750m,最高海拔6444m(甲岗山),终年积雪,最低海拔4561m(错鄂错);总体属大湖盆地带及中高山地貌,部分为高山地貌。申扎县属高原亚寒带半干旱季风气候区,空气稀薄,气候寒冷干燥,年平均八级以上大风超过104.3d,年平均气温在0℃以下,每年7—8月份最高气温为10℃,1月最低气温为-40℃,年日照时数为2915.3h,年霜期为279.1d,年降水量298.6mm,年均降雪日数37.8d。
申扎县紫花针茅(StiPa PurPurea)为主的草地发育良好,它广泛分布在海拔4900m以下排水良好的山坡、丘陵、河湖阶地和湖成平原,组成大面积的草原群落。在改则—色林错宽谷以及南部构造湖盆4600m以下的覆沙地上,则分布有较大面积的固沙草及百草。在山坡坡麓和湖滨石砾质较强的地段,还分布有藏沙蒿(Artemisiawellby Hemsl et Pears)和羽柱针茅。在海拔较高的山地阴坡,由小蒿草(Kobresia pygmaea)、羊茅(Festuca ovina Linn.)等组成的高山草甸或高山草原化草甸植被比较发育。海拔5300m以上的高山,已是由风毛菊 (Saussurea japonica (Thunb.) DC)、红景天( Rhodiola rosea L.)、繁缕( Stellaria media (L.) Cyr)等属植物组成的高山冰缘植被。区内隐域性植被发育较好,除河滩湖滨湿地发育有一定面积的藏北蒿草( Kobresia littledalei C. B. Clarke)、扁穗草(Brylkinia Schmidt)等组成的沼泽草甸和沼泽外,在改则-色林错宽谷覆沙地上,有三角草(Chlorophytum laxum R. Br)、鹅观草(Roegneria kamoji Ohwi)、赖草(Leymus secalinus (Georgi) Tzvel)等组成的河漫滩草甸群落也占相当大的面积。本区域草原广阔,水源较充足,是西藏传统的牧区之一。由于长期过度放牧,有些较好的草场已经明显退化,如色林错北部的紫花针茅草场开始出现较多的狼毒(Stellera chamaejasme Linn)、有毒黄芪(Astragalus membranaceus (Fisch.) Bunge)、青海刺参(Morina kokonorica Hao)等毒害草类。
2 草地退化信息获取方法 2.1 数据来源本文选取经济密度大,人口活动频繁的申扎县作为典型样区。由于部分遥感数据获取困难,工作区采用不同时相不同分辨率的遥感影像数据。其中：1990年的遥感数据由1989、1990、1991年和1992年的TM影像组成,2000年的遥感数据由1999年和2000年的ETM+影像组成,2010年的遥感数据由CBERS数据组成。从政府相关部门获取申扎县1∶10万地形图、申扎县行政区划图、申扎县土地利用图和申扎县1∶400万土壤分类图等数据来辅助研究。
2.2 遥感影像预处理对不同时期的遥感影像预处理主要包括图像几何精校正、图像拼接与裁剪、最佳波段选择与组合3个方面。以1∶25万基础地理数据为参照地图对1990年TM影像进行几何精校正,然后以1990年TM校正影像为参考影像,对其他年份的各景影像进行几何精校正,图像配准的空间误差要求小于1个像元。由于工作区涉及多景遥感影像或一景遥感图像的一部分,因此要对遥感图像进行镶嵌拼接和裁剪处理。根据波段的“相关性最小,所含信息量最大”的原则,通过反复实验获取本文中遥感图像的最优波段组合,ETM+、TM和CBERS数据均采用4、3、2波段进行RGB彩色合成。在这种合成影像上,植被由于在近红外波段的光谱反射远高于它在可见光波段的光谱反射,呈现出不同程度的品红到深红,易于识别。
2.3 植被覆盖度提取根据混合像元法模型,一个像元的NDVI值可以表达为由绿色植被所贡献的信息NDVIveg,与由无植被覆盖部分所贡献的信息NDVInon这两部分组成,植被覆盖度fc的计算公式为:
(1)
式中,NDVIveg为完全被植被所覆盖像元的NDVI值,NDVInon则代表完全裸土或无植被覆盖区域的NDVI值。本文对NDVIveg和NDVInon进行取值时,参考区域内的土地利用图和土壤图,给定研究区域内NDVI的最大值和最小值。
2.4 草地退化等级划分依据《天然草地退化、沙化、盐泽化的分级指标》(GB19377),并根据遥感影像判读原理和特点所制定的草地退化遥感分类系统和分级标准,以草地覆盖度为主因子将草地退化等级分为4个等级：无明显退化(覆盖度＞85%),轻度退化(覆盖度为60%—84%),中度退化(覆盖度为26%—59%),重度退化(覆盖度＜25%)。
3 草地生态系统服务功能价值评估模型 3.1 生物量价值估算模型草地产品是指植物性产品和动物性产品等,本文主要计算牧草价值,采用市场价值法来评估其价值：
(2)
式中，Fi为草地生物量价值(元); Si为第i类草地的面积;Yi为第i类草地的单产;P为牧草的价值(元/kg),本文取市场价格为400元/t。
3.2 碳蓄积和氧释放价值估算模型草地生态系统CO2固定价值可用市场价值法(碳税法)和生产成本法(造林成本)两种方法计算。前者使用瑞典碳税率,即150美元/tC,折为1245元/tC,后者使用中国造林成本240.03元/m3,折合260.9元/tC(1990年不变价)[31]。本文依据前述两种计算方法分别计算,取两个结果的平均值作为申扎县草地固定CO2的价值。根据市场价值法,其估算公式为：
(3)
式中：FCO2 为草地固碳总价值(元);
草地释氧总价值采用工业制氧影子价格法计算,用等量的工业氧的生产价格代替森林释放氧气的功能价值,本文采用中国造林成本 352.93 元/tO2和氧气工业成本 0.4 元/kgO2两种标准平均值来评价草地生态系统释放 O2的经济价值,计算公式为：
(4)
式中，FO2为草地释氧总价值(元);SiO2为各类草地释氧量(t);PO2为单位释氧量价值(元/t),采用造林成本法和工业制氧影子价格法的平均值。
3.3 营养物质循环价值估算模型根据各草地主要营养成分含量计算各类草地固定的营养物质实物量,再根据欧阳志云的计算方法估算草地在营养物质循环中含有的经济价值总量。其计算公式为：
(5)
式中，Fyi为不同类型的草地滞留营养物质的总价值(元);Si为第i类草地的面积(hm2);Yi为第i类草地的单产(t/hm2);Vi为单位重量牧草的第i种营养元素含量(t);C为我国化肥的平均价格(元/t)。在估算草地营养物质循环价值时仍以生产力为基础,根据欧阳志云计算的中国生态系统营养物质循环的间接价值可推算生态系统每固定1g碳,可积累0.025426g氮,0.0020 g磷和0.01012g钾,按1990年不变价,我国化肥(折纯量)平均价格为2549元/t[32]。
3.4 环境污染的净化价值估算模型草地对SO2具有净化作用,运用替代市场法,计算其对环境净化作用的价值。据测定每kg干草叶每天可吸收SO2为1×10-3 kg,每年牧草生长期以150d计算,每削减1t SO2的投资为600元,据此可以计算草地吸收SO2的价值。据有关测定,草地每年的滞降尘量为1.2kg/hm2,削减粉尘的成本为0.17元/kg,滞尘功能价值的计算公式如下：
(6)
式中，Fs为草地降尘功能价值(元);Qi为单位面积吸纳粉尘的量,Si为草地面积,W为削减粉尘的费用。
3.5 土壤保持功能价值估算模型本文采用USLE模型进行土壤侵蚀量的计算,包括潜在土壤侵蚀量和现实土壤侵蚀量,两者之差即为土壤保持量。根据计算得到的土壤保持量,分别计算草地生态系统保持土壤肥力、减少土地废弃和减少泥沙淤积的经济价值。
3.5.1 土壤保持量采用通用的土壤侵蚀方程(USLE)来估算土壤保持量：
(7)
式中，Ac为土壤保持量(t/a),Ap为潜在土壤侵蚀量,Ar为现实土壤侵蚀量,R为降水侵蚀指标,K为土壤可蚀性因子,LS为坡度坡长因子,C为地表植被覆盖因子,P为土壤保持措施因子。
(1) 降雨侵蚀力的计算 由于申扎县降雨主要发生在5—9月,根据实际情况采用多年5—9月平均降雨资料,由周伏建建立的年R值修正方程计算[33]。
(8)
式中，R为年降雨侵蚀力(MJ·mm hm-2 h-1 a-1);i为5—9月多年月平均降雨量(mm)。
(2) K值的估算 土壤可蚀性指土壤对侵蚀剥蚀和搬运的易损性和敏感性。其计算过程相当繁琐。本文在申扎县不同生态系统土壤质地和有机质含量基础上,根据相关学者提供的K值表,可以得到该区不同生态系统的K值。
(3) 坡度坡长因子的计算 在USLE中,地形因子(LS)是在相同条件下,每单位面积坡面流失与标准小区(坡长22.13m,坡度9%)流失之比值。其计算方法是在地形图上分别提取等高线和高程点,通过GIS软件生成数字高程模型(DEM),利用ArcGIS Spatial Analysis模块对DEM提取坡长、坡度等信息,并根据周建勤等的公式计算坡长、坡度因子：
(9)
式中,L为坡长;S为百分比坡度。
(4)植被覆盖因子(C)与土壤保持措施因子(P)的计算 地面植被覆盖状况反映植被对土壤侵蚀的影响,根据蔡崇法等(2001)的研究成果,植被覆盖因子(C)和植被覆盖度(Vc)的对数呈线性关系：
(10)
式中,Vc为植被覆盖度,Vc≥78.3％ 时,不产生土壤流失,C=0;当Vc= 0时,C=1。申扎县草地生态系统大部分没有采取水土保持措施,其P值取1.00。
3.5.2 保持土壤肥力价值估算模型水土流失造成土壤肥力损失、破坏可耕地面积、淤塞河道、水库等。草地保土功能价值可以由市场价值法、恢复费用法、机会成本法和影子工程法等方法来估算。首先根据土壤保持量计算所保持N、P、K的数量,再运用影子价格法,由硫酸氨、过磷酸钙和氯化钾的市场价格估算保持土壤肥力的价值,计算公式为：
(11)
式中,M为保持土壤养分经济价值(RMB/a);Q 为土壤保持总量(t/a);Ci为土壤中养分(N、P、K)平均含量;Di为土壤中碱解氮、速效磷和速效钾折算为硫酸铵、过磷酸钙和氯化钾的系数;Pi为硫酸铵、过磷酸钙和氯化钾的的价格(RMB/t)。
3.5.3 减少土地废弃价值估算模型草地退化造成土地废弃的价值可以用土地废弃的机会成本替代。本文根据土壤保持量和土壤表土平均厚度来推算因土壤侵蚀而造成的废弃土地面积,再运用土地的机会成本法,估算减少土地废弃的价值：
(12)
式中,Ef为减少土地废弃的价值(元/a);Aa为土壤保持量(t/a);ρ为土壤容重;h为土层厚度;西藏草地土壤的土层厚度平均为40cm,土壤容重为1.32g/cm2[34];Ps为申扎县牧业生产的年均收益。
3.5.4 泥沙淤积价值估算模型欧阳志云等按照我国泥沙运动规律,估计每年全国土壤侵蚀流失的泥沙有24%淤积在水库、江河和湖泊中,造成了水库、江河、湖泊蓄水量减少。因而可以用建设水库的成本来替代减轻泥沙淤积的经济价值：
(13)
式中,Ey为减轻泥沙淤积的价值(元/a);Ac为土壤保持量(t/a);ρ为土壤容重;PK为单位库容水库的工程费用。
3.6 涵养水源价值估算模型草地具有截留降水的生态功能,而且比空旷裸地有较高的渗透性和保水能力。草地涵养水源价值为年涵养水量乘以水价,水价可用中国水库建设的影子工程价格替代。茂密的植被1年中截流的水流为年降水量的25%— 30%,本文中截流系数按最低值25%计算,中国水库建设成本为0.167元/m3,计算公式为：
(14)
式中,F(h)为草地涵养水源价值;Ti为i种类型草地单位面积降雨量;Si为第i类草地的面积,P为水库建设成本。
3.7 防风固沙效益价值估算模型高寒地区的草地生态系统具有十分脆弱、难以恢复的特点,一旦破坏将直接面临着沙漠化的危险,所以在草地生态服务功能评价时应重点考虑它的固沙作用。草地一旦破坏,再进行沙漠化治理将付出昂贵的代价,据资料报道我国沙化治理的费用为2624.67元/hm2。所以采用机会成本法,用治理沙化草地的费用来替代草原固沙的生态效益较为合理。
3.8 维持生物多样性价值估算模型申扎县草地生态系统是生物多样性的宝库,是大量高寒野生动植物和微生物的栖息地,是生物多样性的重要载体之一。草地维持生物多样性价值的估算至今仍然是个难题。本文采用已有成果参照法来估算草地维持生物多样性的价值。根据谢高地等人的研究成果[11],青藏高原草地维持生物多样性价值为528.9044元/hm2。据此可计算出申扎县草地维持生物多样性的价值。
4 研究结果与分析 4.1 草地退化趋势分析1990—2010年20年间,申扎县草地植被覆盖发生了很大变化,草地退化面积增加了47.40m2,较1990年增加了76.37%,其中以轻度退化和中度退化增加为主,分别增加了31.04、16.22hm2,部分地区草地已经变成了裸地。1990年退化面积占所有草地面积的37.14%,2010年该比例提高到70.29%。无明显退化的比例由1990年的62.86%下降为2010年的29.71%,轻度退化的比例由18.71%增至40.02%,中度退化的比例由10.97%增至22.19%,重度退化比例变化不大(表 1)。
| 退化等级 Degradation degree | 1990年 | 2000年 | 2010年 | |||
| 面积Area/ (×104 hm2) | 比例/% Proportion | 面积Area/ (×104hm2) | 比例/% Proportion | 面积Area/ (×104hm2) | 比例/% Proportion | |
| 无明显退化No obvious degradation | 105.07 | 62.86 | 32.35 | 20.32 | 46.26 | 29.71 |
| 轻度退化Light degradation | 31.28 | 18.71 | 54.86 | 34.46 | 62.32 | 40.02 |
| 中度退化Moderate degradation | 18.34 | 10.97 | 52.57 | 33.02 | 34.56 | 22.19 |
| 重度退化Severe degradation | 12.45 | 7.45 | 19.43 | 12.20 | 12.59 | 8.08 |
1990—2000年,申扎县草地退化面积在不断增加,退化程度在逐渐加重。这期间草地退化面积达到126.86×104 hm2,增加了64.79×104 hm2,其中轻度退化面积增加了23.59×104 hm2,增加量主要来源于未退化草地;中度退化草地增加量达到34.23×104 hm2;重度退化草地增加了6.98×104 hm2。需要特别指出的是：从2000—2010年的遥感图像分析,各地植被覆盖率明显提高,草地退化程度有所减轻,生态环境向良性方向发展,这与2000年后藏北地区气候变暖,降水量约有增加有关。更重要的因素是：受国家休牧轮牧制度和退耕退牧还林还草政策的影响,这说明人类正以一种积极的方式影响西藏的自然地理环境。2000—2010年,草地退化面积减少了17.39×104 hm2,其中轻度退化面积增加了7.46×104 hm2,中度和重度退化面积分别减少了18.01×104 hm2、6.84×104 hm2。申扎县2010年轻度退化占草地总面积的40.02%,中度和重度退化的比例分别占22.19%和8.08%(图 1)。
|
| 图 1 1990、2000和2010年申扎县草地退化图 Fig. 1 Degradation of Shenza County grassland in 1990,2000 and 2010 |
申扎县草地生态系统服务功能主要包括提供生物量、调节大气、营养物质循环、环境净化、水土保持、涵养水源、防风固沙、维持生物多样性等八项服务功能。各年份草地生态服务功能价值构成见表 2。其中提供生物量价值属于直接利用价值,而调节大气、营养物质循环、环境净化、水土保持、涵养水源、防风固沙、维持生物多样性等服务功能价值属于间接利用价值。
| 服务功能类型 Services function type | 生态服务功能价值Ecological service value/(×108元) | ||
| 1990 | 2000 | 2010 | |
| 提供生物量Biomass supply | 4.24 | 3.95 | 3.97 |
| 碳蓄积和氧释放Carbon storage and oxygen release | 5.93 | 5.53 | 5.57 |
| 营养物质循环Nutrient cycle | 1.64 | 1.32 | 1.31 |
| 环境净化Environmental purification | 0.32 | 0.28 | 0.28 |
| 土壤保持Erosion control | 0.06 | 0.06 | 0.06 |
| 涵养水源Water conservation | 18.45 | 17.15 | 18.27 |
| 防风固沙Wind-breaking and sand fixation | 19.54 | 15.43 | 16.22 |
| 维持生物多样性 Biodiversity conservation | 8.84 | 8.42 | 8.14 |
| 总计Total | 59.02 | 52.14 | 53.82 |
从表 2可以看出,1990年、2000年、2010年申扎县生态系统服务功能价值变化状况:生态系统服务价值总体呈下降趋势,1990年为59.02×108元,2000年为52.14×108元,2010年为53.82×108元。从1990年到2010年20年间,申扎县草地生态服务功能损失了5.20×108元,损失率为8.81%。从生态系统服务功能价值时间序列变化看,1990—2000年和2000—2010年两个时间段,生态系统服务功能价值减少量明显不同。1990—2000年间申扎县生态系统服务功能价值减了6.88×108元,这10年是草地退化严重的时期,也是生态系统服务功能价值损失较多的时期。 2000—2010年生态系统服务功能价值增加了1.68×108元,可见后一阶段生态系统服务功能价值在逐渐增加。这跟近年来藏北地区实施的一系列草地生态保护措施有关。
申扎县草地生态系统中涵养水源、防风固沙、维持生物多样性服务功能价值较大,3个年份中这三项服务功能价值比例之和均在总价值的78%以上;维持生物多样性价值比例占总价值的14%以上,环境净化和土壤保持的服务功能价值较小;提供生物量服务功能价值占总服务功能价值不大：1990年为4.24×108元,占总价值的7.18%;2000年为3.95×108元,占总价值的7.56%;2010年为3.97×108元,占总价值的7.37%,说明申扎县草地生态服务性功能价值远远大于生产性功能价值。
1990—2010年各单项服务功能价值变化程度大小不同。草地退化变化导致了申扎县草地生态服务功能下降,单项服务功能价值差异显著。1990—2010年草地提供生物量的服务功能价值从4.24×108元下降到3.97×108元,20年时间损失了0.27×108元;碳蓄积和氧释放服务功能价值损失了0.36×108元;营养物质循环服务功能价值损失了0.33×108元;环境净化服务功能价值损失了0.04×108元;涵养水源服务功能价值损失了0.18×108元;防风固沙服务功能价值损失了3.32×108元,维持生物多样性服务功能价值损失了0.70×108元。其中损失最大的是防风固沙服务功能价值,占总损失量的63.85%。
5 讨论本文在RS和GIS 技术支持下获取了草地数据,结合地面监测和统计资料,建立了草地生态系统动态监测模型,构建碳蓄积和氧释放、营养物质循环、净化环境、土壤侵蚀控制、涵养水源、防风固沙、维持生物多样性等服务功能为主的评估指标体系,并综合运用市场价值法、影子价格法、机会成本法等生态经济评估模型,对藏北申扎县高寒草地生态系统服务功能价值进行估算,较好地反映藏北高寒草地生态系统服务功能价值及其动态变化。
本文对申扎县1990年单位面积草地生态系统服务功能价值的评估结果为3532元/hm2,2000年的评估结果为2899元/hm2,2010年评估结果为 3457元/hm2;刘兴元利用遥感数据对2008 年藏北那曲地区高寒草地单位面积生态系统服务功能价值的评估结果为3550 元/hm2[35];李忠魁等 利用间接市场价值评价方法对2004年西藏草地生态系统服务功能价值的估算结果为1482元/hm2[34];谢高地等 基于Costanza 等 的基准单价,用生物量校正方法对青藏高原草地生态系统服务功能价值的估算结果为6833 元/hm2[11]; 刘会军等利用遥感数据和生态经济模型对1985年青藏高原草地生态服务功能价值的估算结果为7300元/hm2;2000年为7800元/hm2[36]。这些评估结果存在差异的主要原因是使用的数据来源、评估年份、选择的指标、评价方法不同造成的。
目前,有关草地生态系统服务及其价值定量测算方面的研究尚处于初级阶段,评估指标体系和方法模型尚需进一步研究[37-39]。本文仅对申扎县草地生态系统8项服务功能价值进行了初步估算,还有很多服务功能如藏北草原生态屏障作用以及对周边地区的生态辐射效应,都难以定量测算,对生态系统服务功能的定量化研究仍然需要探索。
6 结论本文运用遥感(RS)和地理信息系统(GIS)技术,以1990、2000、2010年陆地卫星遥感影像为信息源,通过提取植被指数和改进的遥感二分像元估算模型估算了研究区不同时期的植被覆盖度,以此监测了申扎县草地退化状况。结果表明：在整个研究时段内,草地退化面积在增加,其中1990—2010年,草地退化面积增加了47.40万hm2。 从退化面积动态变化看,1990—2000年草地退化较为严重,2000—2010年,草地退化趋势变缓。
综合运用市场价值法、影子价格法、机会成本法等生态经济评估模型,对藏北申扎县1990—2010年草地生态系统8个方面的服务功能价值变化进行了估算。经过对比分析,从1990年到2010年期间,申扎县草地生态系统总体呈现退化趋势,生态系统服务功能价值损失高达5.20×108元。特别是1990年到2000年,是草地退化较严重的时期,也是生态系统服务功能价值损失较多的时期。
由于受遥感数据源、估算方法和相关数据获取困难的影响,本文对藏北地区申扎县草地的各项生态服务功能及其价值估算是相对保守的,草地所具有的部分生命支持功能和生态辐射功能价值并未计算在内。但即使是这样一个对藏北申扎县草地生态服务功能的不完全估计,仍然使人们认识到藏北地区草地生态系统服务功能的重要性,估算结果说明藏北草地最重要的功能是水源涵养功能和防风固沙功能。因此,必须改变只看到草地的实物型服务功能理念,从生态服务功能的的理念出发去经营草地,从而实现草地的可持续发展。
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