草地的恢复和利用一直是草牧业健康发展的基础。我国草地资源丰富, 面积约为4亿hm², 但90%的天然草地遭遇着不同程度的退化, 其中重度退化的约为60%^[1]。气候因素特别是持续的干旱是导致草地退化的主要原因, 但过度农垦、放牧、樵采等人为干扰则是草地退化的决定性因子^[2]。

为了促进草地恢复, 划区轮牧、季节性休牧、围栏封育、施肥补播、浅耕松耙是常见的草地恢复技术和方式。其中轮牧、休牧、围栏都是减少草地放牧强度, 基于草地生态系统自身的恢复力进行草地的恢复^[3-4]。而施肥补播、浅耕松耙主要是通过改善草地土壤物理性状和养分, 增加优质牧草的群落竞争力等方式进行草地恢复^{[1, 5]}。除了以上草地恢复方式, 人工草地即是针对重度退化草地的一种恢复手段, 也是牧草生产的主要手段之一。人工草地是利用农业综合技术, 完全破坏原有天然草地植被, 人工播种建植草地群落^{[2, 6]}。大量实验证明, 这些方式可以很好的恢复草地生态系统^{[5, 7-9]}。

西藏河谷地区是西藏人口和经济的核心, 在该区域大面积推广生态恢复技术时, 仍还有一些问题需要解决。例如, 大面积推广后会改变原有农牧民生活方式及收入来源, 这些改变又会引发财政分配和劳动力转移及就业等问题^[10-11]。现有大部分基于传统生态系统生态学的草地生态恢复研究中, 对不同草地恢复和利用方式的经济成本、劳动力成本的考虑及分析不足。

投入产出分析经常被用在生态学研究中, 例如生态足迹研究与产业生态学研究^[12-14]。其也可被用来分析不同土地利用或者生态系统管理的成本和效益, 而且可以设置不同土地利用情景, 分析对不同利益相关者, 例如农民和社会的成本和效益^[15]。

然而, 单一的投入产出方法对生态系统的分析不足, 传统的生态系统生态学对草地恢复的经济成本效益等方面分析不足。所以, 如何有机地将两种学科和方法结合, 是支持西藏河谷地区可持续发展和构建可持续生态学的重要基础之一。

本文将生态系统服务价值纳入投入产出分析体系, 并基于投入产出的分析结果进行土地利用模拟, 可以很好的兼顾经济、社会、生态问题的分析。具体拟通过样方采样和农户调研, 收集和分析不同草地种植和恢复方式下西藏河谷地区人工种草等管理的投入产出, 探索从经济和生态系统服务价值两个层面, 不同草地投入产出效率, 模拟在增加投入情况下土地利用的变化和响应。

1 材料与方法 1.1 样方设置与采样

本文研究区域为西藏拉萨市林周县卡孜乡白朗村, 白朗村于2011年起于本村平原地带的天然放牧草地上建立了围栏草地、翻耕围栏草地、免耕补播草地3种植被恢复方式的样地, 同时建立了多年生人工放牧与一年生人工刈割草地(表 1)。研究于2013、2014、2015年3年分别对包括天然放牧草地在内的六种草地进行植被和土壤采样。

每种样地中随机选取3块大样方(5 m×5 m), 每个大样方中选取3块小样方(50 cm×50 cm)进行植被和土壤采样。其中植被覆盖度使用网格目视估算；地上生物量(AGB)使用刈割法, 并将剪下的植被放入65℃的烘箱烘干48 h后称重。因为土层较薄, 土壤样品使用5 cm的环刀取0—30 cm表层土壤样品, 每个小样方中取两组土壤样品, 其中一组样品在室内阴凉空地阴干15天之后, 研磨过筛后测定土壤有机碳；另一组样品洗根晾干并在65℃烘箱中烘干48 h后称重, 计算地下生物量^[16]。

1.2 农户调研与数据收集

于2013年与2016年进行了两次农户调研, 共调查了全村257户中的99户以及村委会。分别记录了农牧户家庭情况、土地利用情况、收入及其组成, 以及各种草地管理在播种、翻耕、施肥、灌溉、收获等方面的劳动力使用与报酬、机械使用与油耗、播种与施肥量及购入价格等。

1.3 投入产出分析方法框架

本文主要研究了不同草地管理下的投入、产出、收益和相对效益, 并模拟了草地投入增加的情景下, 草地利用结构及收益变化。

通过调研获得各种草地的投入情况包括播种、施肥、围栏、翻耕、收获时使用的种子、肥料等物资的购买价格, 当年租用机械和购买柴油的花费(购买机械按报废年限下每年折旧费计算), 以及雇佣劳动力成本(本村村民在劳作时并未全部发放劳务费, 但为了统一劳动力成本, 本文将所有劳动力价格按统一标准计算)。

产出方面分为经济产出与生态产出。其中围栏、翻耕围栏与免耕补播草地并无实际经济产出, 但从牧户层面, 其可获得禁牧补贴, 并且空闲劳动力会有打工收入；为了方便计算, 本文将调研得到的禁牧补贴与打工收入统一称为草地的经济产出。多年生人工放牧和天然放牧草地的经济产出主要来自畜牧产品的售卖, 一年生人工刈割草地的经济产出主要来自牧草的售卖。生态产出主要指生态系统服务, 利用生态系统服务价值定量, 包括空气净化服务、碳固定服务与土壤保持服务。

收益分为经济收益和生态收益, 分别为经济产出和生态产出减去投入。

相对效益指的是围栏、翻耕围栏、免耕补播、多年生人工放牧和一年生人工刈割草地相对天然放牧草地的投入产出效率, 利用公式(1)计算：

(1)

式中, Relative benefit ratio为相对效益, Benfit_i指草地类型i的产出, Cost_i指草地类型i的投入, Benefit_{natural grassland}指的是天然放牧草地的产出, Cost_{natural grassland}指天然放牧草地的投入。

相对效益也分相对经济效益、相对生态效益和相对总效益, 其中Benefit_i分别使用经济产出、生态产出以及经济产出和生态产出之和计算。相对效益反应了与天然放牧草地相比, 不同草地管理方式的投入在经济和生态方面能否有所提高。

1.4 生态系统服务价值计算 1.4.1 空气净化服务价值

本文计算空气净化价值主要基于单位生物量吸收的SO₂量与替代成本法, 计算公式为(2)和(3)：

(2)

(3)

式中, Value_AP为空气净化价值(元/a), AGB_total为生长季累积地上生物量(kg干物质m^-2 a^-1), Ratio_a为单位草地生物量的SO₂吸收量系数, 本文中为0.001 kg SO₂/kg干物质^[17]。Price为单位SO₂吸收的价值, 利用相应环境治理工程的替代成本法计算, 为0.6元/kg SO₂^[18]。LOS为生长季长度, 在本文中根据实际经验设置放牧与围栏草地为180d, 刈割草地为150d；t为天数。AGB为生长季巅峰的地上生物量, 由采样获得。a与k为系数, a=2.195, k =0.0293^[17]。

1.4.2 生态系统碳固定服务

本文计算碳固定的价值主要基于地上、地下生物量与土壤有机碳库及替代成本法, 计算公式为(4)：

(4)

式中, ECS(ecosystem carbon stock)为生态系统碳固定服务的量(t C·hm^-2·a^-1), Value ECS为生态系统碳固定价值(元/a), AGB_c, BGB_c与Soil_c分别是地上、地下生物量和土壤有机碳中的碳储量(t C·hm^-2·a^-1), 其中地上地下生物量由采样获得, 并乘以0.45转换系数, 土壤有机碳含量为采样测定获得, price_ecs为单位碳储量的价值, 由植树造林的替代成本法计算, 为251.4元/t C ^[19]。

1.4.3 土壤保持服务价值

本文计算土壤保持价值主要基于通用土壤流失方程模拟出的土壤保持量及替代成本法, 计算公式为(5)：

(5)

式中, SR(Soil retention)是土壤保持服务量(t hm^-2a^-1), soil loss _potential与soil loss_actual分别是潜在和真实土壤侵蚀量(t hm^-2a^-1)。R是降雨侵蚀因子, K为土壤可蚀性因子, LS是地形因子, C_v为植被因子, P_v为侵蚀管理因子。R、K、LS因子是基于气象、地形和土壤数据计算, C_v因子主要基于采样得到的样方植被覆盖度, P_v是基于文献综述^[20]。气象数据主要来自于中国气象数据共享网(http://data.cma.cn/), 土壤数据和高程数据主要来自地理空间数据云(http://www.gscloud.cn)。

在本研究中, R, K, LS对于所有草地类型皆相同, 分别为3333.83, 0.03452, 8.416, 而对于P_v因子, 围栏翻耕草地、多年生人工放牧草地、一年生人工刈割草地为1.0, 天然放牧草地和免耕补播草地为0.5, 围栏草地为0。

土壤保持的价值包括3个方面, 一是减少泥沙淤积, 二是减少土壤养分流失, 三是减少废弃土地^[20], 如公式(6)。

(6)

式中, Value SR是土壤保持的价值(元/a), price SAR(price of sediment accumulation reduction)是减少泥沙淤积的价值, 由替代成本法计算疏通由土壤流失引起的泥沙淤积的成本, 为0.8933元/t^[20]。

price ALA(price of avoiding of land abandonment)是减少土地废弃的价值, 是将流失土壤的重量换算成单位土地面积, 再计算其价值, 计算公式如(7)。其中, 单位土地面积价值(land_v)是利用统计年鉴中单位土地面积GDP计算, 为537元/hm², 土壤深度(soil depth)取值30 cm, 土壤容重(soil bulk density)为本研究取样得到。

(7)

Price SNLR(price of soil nutrient loss reduction)是减少土壤养分流失的价值, 基于土壤氮磷含量由公式(8)计算得到。

(8)

其中土壤速效氮(SAN)和速效磷(SAP)为采样获得, coefficient_a与coefficient_s是将土壤速效氮磷转换为硫酸铵和过磷酸钙的系数, 分别为4.762和3.373^[20], price_a与price_s是硫酸铵和过磷酸钙2017年市场价, 分别为1800元/t与900元/t。

1.5 土地利用情景模拟

本文在草地投入产出分析的基础上, 模拟了草地投入增加的情况下, 村落土地利用结构的变化与经济、生态产出的响应。本研究假设的土地利用变化规则为土地利用的主体(牧户或者村集体)会在设置的生态保护红线之下, 在成本允许的情况下改变土地利用, 最大化自己的经济收益^[21]。

土地利用的模拟过程, 分为两个步骤, 第一步为设置草地的平均投入, 第二步为模拟该投入下的土地利用结构。

第一步中的投入设置, 为0、50、100、200、500, 500以上按照每500元/hm²递增, 每种投入下模拟一次。

第二步使用线性规划模型模拟不同收入下的土地利用结构。线性规划目标为最大化经济收益, 线性规划的约束条件为生态系统服务红线、土地资源总面积以及单位土地面积的经济投入。其中生态系统服务红线即为村落草地平均生态系统服务价值不小于天然放牧草地的生态系统服务价值, 在本文中使用计算出来的2441.58元/hm²；由于本文模拟的是土地利用结构的百分比变化, 所以土地资源总面积为100%；单位土地面积的经济投入则为第一步设置。

具体模拟代码如公式(9)：

(9)

其中天然放牧、围栏、免耕补播、翻耕围栏、多年生人工放牧和一年生人工刈割草地的面积分别为a, b, c, d, e, f。input为草地投入变量, max为最大化的经济目标。

1.6 数据处理

其中不同草地的投入、产出、收益和相对效益使用Excel计算。投入提高的情景下, 草地利用结构的模拟使用LINGO 17.0模拟。

2 结果与分析 2.1 不同草地管理方式的投入成本差异

包括天然放牧草地在内的六种草地管理方式, 其投入成本差距巨大(表 2)。

其中天然放牧草地为零投入, 围栏草地的成本最低, 仅有围栏的建设费用；一年生人工刈割草地最高, 为围栏草地的114倍。

从成本的组成看, 播种、施肥、围栏中的成本主要是物资和机械使用成本, 其为人工成本的6—80倍。而收获中的成本主要人工成本, 其为物资和机械使用成本的6倍多。

从时间上看, 草地恢复相关的管理, 包括围栏草地、免耕补播草地、翻耕围栏草地的投入成本主要集中在恢复措施实施的当年, 基本无后续管理年份成本。牧草生产相关的管理, 包括多年生人工放牧草地和一年生人工刈割草地的投入成本每年都保持相对较高水平。

2.2 不同草地管理的产出差异

同样, 六种草地管理方式的产出差异也巨大。其中相比生态系统服务价值, 不同草地的经济产出差距更大(表 3)。

草地恢复的三种管理方式中, 围栏草地、免耕补播草地、翻耕围栏草地的经济产出主要来源于112.5元/hm²的禁牧补贴和农牧户外出的打工收入。从平均值上看, 补贴只占到草地恢复管理下农牧户收入的14.6%, 另85.4%来自打工收入。而多年生人工放牧草地和一年生人工刈割草地的经济产出主要来自牧草和牲畜商品的售卖, 分别为围栏草地的5.5倍与17倍。

从单个年份上看, 2014年的免耕补播草地, 即实施措施后的第二年生态系统服务价值最高, 为2751元/hm²。2013年的翻耕围栏草地, 即实施措施的第一年最低, 为1997元/hm²。从三年平均值上看, 围栏草地的生态系统服务价值最高, 为2570元/hm²；一年生人工刈割草地最低, 为2309元/hm²。

但从差距上看, 不同草地管理方式下生态系统服务价值最大差距仅为27%, 而经济产出则是17倍。

2.3 不同草地管理方式下投入产出收益和相对效益

利用产出减去投入, 比较不同草地管理方式下的经济和生态收益(图 1)。可以得出, 从经济收益上看, 除了实施措施第一年的免耕补播亏本, 其他草地管理方式的经济收益皆为正。而生态收益方面, 由于多年生人工放牧草地和一年生人工刈割草地的高投入, 这两种草地管理方式的生态收益皆为负。

利用相对效益指数, 可以比较不同草地管理方式对比天然放牧草地在经济和生态方面的相对效益(图 2)。

对比来看, 围栏、免耕补播、围栏翻耕、多年生人工放牧和一年生人工刈割五种草地, 仅免耕补播在经济效益方面低于天然放牧草地, 其相对经济效益指数为0.91, 小于1。其余的皆大于天然放牧草地, 而最高为一年生人工刈割草地, 相对经济效益指数为21.05。

而相对生态效益方面仅围栏草地高于1, 为1.02, 其他草地皆小于1。表明在生态效益方面, 只有围栏草地高于天然放牧草地, 其余草地的生态效益由于其成本的存在, 都不高于天然放牧草地；其中一年生人工刈割草地为负值, 表明其在生态系统服务供给的收益方面是亏本的。

而从总效益上看, 围栏、免耕补播、多年生人工放牧和一年生人工刈割草地皆高于天然放牧草地, 其相对总效益值分别为1.21、1.03、1.58和2.88, 而翻耕围栏草地的总效益则低于天然放牧草地, 其相对总效益值为0.99。

2.4 增加投入对土地利用结构及收益的影响

增加投入会改变草地的土地利用结构, 引起生态系统服务和经济产出的变化(图 3)。

从村落整体尺度上看, 投入增加初期(0—112.5元/hm²)会引起天然放牧草地向围栏草地转变, 增加生态系统服务的供给和经济产出即农牧户收入。其中当投入从0增加到50元/hm²时, 约25%的天然放牧草地转变为围栏草地, 经济产出从259.5增加至641.8元/hm²；生态系统服务价值从2441.6增加至2537.4元/hm²。

投入增加中期(112.5—4000元/hm²)会引起围栏草地向一年生人工刈割草地转变, 增加经济产出, 但同时降低生态系统服务的供给。每增加500元/hm²的投入, 约有6.6%的围栏草地转变为一年生人工刈割草地, 并增加806.4元/hm²的经济产出, 减少17.2元/hm²的生态系统服务价值。

投入增加后期(超过4000元/hm²), 由于本文设置的生态系统服务供给红线, 土地利用结构不再发生变化, 生态产出和经济产出保持不变。

3 讨论与结论

不同草地管理的效果差异很大, 以往研究大多数单独从生态或者牧草产量方面分析。有学者总结国内人工草地的研究主要集中在施肥、灌溉、收获利用方式、混播方式对牧草产量与品质的影响方面^[1]。例如, 紫花苜蓿和其他草种混播的产量要高于单播14%—25%, 牧草粗蛋白含量也要高于单播^[22]。生长期补水也会增加牧草生物量, 最高能促进单播紫花苜蓿产量增加157.52%^[23]。在本文中, 在生态和牧草产量数据基础上, 将生态系统服务价值纳入投入产出分析方法中, 可以综合比较不同草地管理的投入和生态、经济效益。结果表明, 人工草地能较大的提高牧草产量和经济效益, 但是会降低生态效益；但从总效益上看, 一年生人工刈割草地和多年生人工放牧草地仍皆高于天然放牧草地和围栏草地。但是, 生态系统服务价值定量方法的局限性和不确定性有可能影响到投入产出分析中经济产出和生态产出的比较, 最终影响总效益^[24-25]。

草地围栏一般针对轻度退化的草地, 基于生态系统自身的弹性和恢复力, 在消除和减少人类干扰等退化因素后, 对草地进行恢复。围栏可以显著提高草地盖度、地上生物量和土壤碳氮库^[7]。翻耕主要会改善土壤通气性, 增强土壤动物和微生物的活动, 同时会切断无性繁殖牧草的地下茎, 促进分蘖, 增加其恢复速率；翻耕后补播和施肥能增加土壤养分, 增强优质牧草的繁殖和扩张, 促进恢复^[2]。在本文中, 若不考虑成本和效益, 围栏和免耕补播都能较好地恢复草地, 且免耕补播第二年生态系统服务价值在各年份各草地类型中最高；但若考虑成本, 围栏草地的总体投入产出效益还是高于免耕补播。因此, 考虑到性价比, 只有那些无法通过生态系统自身恢复力恢复的中重度退化草地, 才需选择免耕补播恢复。

模拟投入增加下土地利用优化结构和草地总效益响应的结果表明, 当草地投入不足时, 围栏草地是一个相对效益比较高的草地恢复和利用方式, 但是对牧户收入的增长非常依赖禁牧补贴和城市打工岗位的供给。对于多年生人工放牧草地, 虽然其投入比一年生人工刈割草地低, 同时经济效益比围栏草地高, 但由于其在经济方面的性价比不如刈割草地, 生态方面的性价比不如围栏草地；因此在土地利用结构调整的最优模型中, 并未出现。而一年生人工刈割草地, 不仅经济效益高, 其收获时需要大量劳动力。

所以, 当草地投入增加, 或者当城市打工岗位不足时, 可根据经济增长和生态保护目标, 合理配置围栏草地与一年生人工刈割草地, 实现整个区域较大的经济收入增长和生态系统服务的保障；并且本地吸纳劳动力和解决就业。本文将生态系统服务价值纳入投入产出分析中, 并在此基础上进行土地利用模拟；此方法的构建对生态系统生态学和产业生态学的跨学科研究有一定推动性, 未来研究应进一步通过学科交叉促进可持续发展研究。