生态系统服务是指通过生态系统的结构、过程和功能直接或间接得到生命支持产品和服务^[1]。土地利用/覆被变化(Land Use and Cover Change, LUCC)是人类社会经济活动与自然环境相互作用的产物, 驱动着生态系统服务提供能力的变化^[2-3]。生态系统服务作为沟通自然与社会的桥梁和纽带, 紧密地将土地利用/覆被变化与人类福祉联系起来, 被视为区域生态安全保障和社会经济发展的关键环节^[4-7]。然而伴随着人口数量的急剧增加及社会经济的快速发展, 一些不合理的土地利用方式使得生态系统遭受严重破坏, 并对区域生态系统服务价值(Ecosystem Service Value, ESV)产生了显著影响, 导致生态系统服务能力也随之降低和退化^[8-9]。因此, 定量研究土地利用变化对生态系统服务价值的影响, 对协调区域可持续发展具有重要意义。

目前, 已有诸多国内外学者采用Costanza和谢高地等^{[1, 10]}提出并修正的生态系统服务价值估算方法, 针对不同生态单元、不同时空尺度开展生态系统服务价值的影响评估^[11-16], 取得了丰富的成果, 推动了生态系统服务价值研究的进程^[17]。然而, 大多数研究仅关注单一生态单元下生态系统服务价值影响研究, 忽视了不同的生态单元对生态系统服务提供能力是有所差异的, 且这些差异会直接或间接的影响生态系统服务的形成与供给, 因而结合不同生态单元评价生态系统服务价值对于深入认知生态系统服务具有重要的科学意义。另外, 生态系统在向人类提供好处的同时, 也不可避免地产生负向生态系统服务, 即自然生态系统或因生态系统退化对人类生产、生活造成的负面影响^[18]。负向生态系统服务不仅产生于自然景观, 还源自人类活动, 如空气污染、水资源过度消耗等^[18-19]。尽管当前学术界对于负向生态系统服务的定义存在争论, 但对其真实存在是普遍认同的^[20]。生态系统服务负向价值纳入ESV评估鲜有报道, 故而难以全面地了解生态系统服务的异质性。

玛纳斯河流域位于我国西北干旱区生态脆弱带, 具有典型“山地-绿洲-荒漠系统”(Mountain-Oasis-Desert System, MODS)的特征^[21]。流域属于天山北坡经济带的核心区, 是我国最大的人工绿洲区和第四大灌溉农业区^[22]。近年来, 玛纳斯河流域开发加剧, 土地利用发生显著变化, 草场退化、冰川萎缩、水源涵养功能减弱和湖泊干涸等一系列生态问题随之突显, 使得流域生态环境更加脆弱^[23]。因此, 玛纳斯河流域生态系统服务功能对土地利用/覆被变化的响应研究已成为众多学者所关注的焦点问题^{[12, 21, 24-25]}。鉴于此, 本文以玛纳斯河流域1990—2015年6期土地利用数据为基础, 运用生态价值估算模型, 定量研究玛纳斯河流域不同生态单元下生态系统服务正负价值, 并进行空间显式表达, 以期为干旱区土地资源可持续利用和区域生态资源的规划管理提供科学依据。

1 研究区概况

玛纳斯河流域(图 1)地处天山北坡、准噶尔盆地南缘, 位于84°42′—86°33′E, 43°5′—45°58′N, 海拔在250—5252 m之间。由南至北依次为山地、绿洲、荒漠, 垂直景观带谱完整, 南部山地区植被茂盛, 是重要的水源涵养区, 中部绿洲区分布着大面积农田, 北部为古尔班通古特沙漠, 沙丘类型以纵向沙陇和梁窝状沙丘为主, 多为固定和半固定沙丘, 主要生长着以梭梭为主的灌木^[24]。东西方向依次分布着塔西河、玛纳斯河、宁家河、金沟河、八音沟河等水系, 其中玛纳斯河全长400 km, 是准噶尔盆地水量最大、流程最长的内陆河, 注入准噶尔盆地西北部的玛纳斯湖。流域属典型的温带大陆性气候, 年均气温在4.7—5.7℃, 年平均降水量115—200 mm, 由南向北递减, 且夏季多冬季少, 年平均蒸发量1500—2100 mm^[4]。该区域的绿洲热量资源丰富, 光热条件组合优势明显, 适宜种植棉花、玉米和小麦^[26]。流域辖石河子市、玛纳斯县、沙湾县以及和布克赛尔蒙古自治县、和静县、克拉玛依市、奎屯市和乌苏市的部分地区。截止2015年末, 流域内人口约为1.3×10⁶人^[27]。

2 材料与方法 2.1 数据来源与处理

本研究采用的数据来源于美国地质调查局(USGS, https://glovis.usgs.gov/), 包括1990年、1995年Landsat—TM影像, 2000年、2005年、2010年Landsat—ETM影像及2015年Landsat—8 OLI影像, 成像时间在7—8月之间, 云量均在5%以下, 影像质量较高。结合该地区的地形图和土地利用类型特点, 参考刘纪远等提出的土地利用分类体系^[28], 将土地利用类型划分为：耕地、林地、草地、水域、建设用地和未利用地。通过人机交互解译得到玛纳斯河流域6期土地利用数据, 解译结果通过野外实地考察和谷歌地球历史影像验证, 并选取分层随机抽样方法, 在研究区内随机选取300个样本点进行验证, 结果表明, 六期影像分类数据精度均高于85%, 满足研究所需要求。

社会经济数据及人口数据来源于1990—2016年《新疆统计年鉴》、《新疆生产建设兵团统计年鉴》及新疆维吾尔自治区统计局网站(http://www.xjtj.gov.cn/)等。

2.2 土地利用类型变化特征

单一土地利用动态度可直观反映不同土地利用类型在一定时段内的变化速度。其公式为：

(1)

式中, S₂, S₁分别表示研究末期和研究初期某一土地利用类型的面积；T为研究时段, 当设定为年时, 公式结果表示该区此类土地利用类型的年变化率。其中, K值越大, 则该土地利用类型在一定时间段内变化速率越快。

2.3 生态系统服务正向价值估算

本研究基于谢高地等^[29]提出的中国不同陆地生态系统单位面积生态服务价值计算生态系统服务价值量, 并将生态系统服务价值系数进行修正。其中, 耕地与未利用地分别对应农田与难利用地, 建设用地仅以文化娱乐生态服务功能价值来计^[30], 进而得到玛纳斯河流域生态系统单位面积服务价值系数表(表 1)。生态系统服务价值(ESV)计算公式如下：

(2)

式中, A_k为第k种土地利用类型面积(hm²)；VC_k为该类型土地单位面积的生态服务价值系数(元hm^-2a^-1)。

为了定量分析研究区生态服务价值的空间分布特征, 将研究区划分为1 km×1 km大小网格单元^[31], 并对生态系统服务价值进行空间显式表达。

2.4 生态系统服务负向价值估算 2.4.1 负向价值评价指标选取

生物多样性降低(如玛纳斯湖的干涸导致湖周及廊道周围低地沼生植被等因缺水而逐渐干枯死亡, 湖中鲤、鲫鱼等水生生物消失)^[32]、冰川退化^[15]、融雪性洪水^[33]等是流域内常见的由自然景观引起的负向生态系统服务, 鉴于上述负向生态系统服务较少有人为活动影响, 且数据难以获取并量化表达, 因此本文尚不考虑计算荒漠区及山地区生态系统服务负向价值。以受人类活动干扰的绿洲区为例, 表征其产生的生态系统服务负向价值。以绿洲区耕地、建设用地为研究对象选取负向价值指标, 其中耕地选取化肥流失、农药污染、地膜污染、水资源消耗及温室气体排放作为负向价值评价指标, 建设用地选取化石燃料燃烧所产生的温室气体作为负向价值评价指标, 通过上述指标对绿洲区生态系统服务负向价值进行估算。

2.4.2 化肥流失

为了保持土壤肥力, 保证农作物的产出, 在农业生产过程中会使用大量化肥维持农业生产。化肥在作物增产的同时, 也会带来如水体富营养化等生态环境问题^[16]。因化肥流失导致的水体富营养化的价值难以计算与量化, 本文仅考虑化肥流失的价值, 由此计算化肥施用所产生的负向价值。

(3)

式中, V₁表示化肥流失负价值(元)；U为化肥使用量(t)；r为化肥利用率(%), 文中取36.04%^[34]；S为化肥价格(元/t), 文中取2015年尿素及复合肥均值2935元/t。

2.4.3 农药污染

在农药使用过程中, 有40%—60%的农药降落到地面上, 不能被有效利用, 本文取均值50%作为农药利用率^[35], 农药价格通过实地调查取29800元/t, 通过上述数据估算农药所产生的负向价值。

(4)

式中, V₂表示农药污染负价值；V_p表示农药使用量(t)；n为农药利用率；P_p为农药价格(元/t)。

2.4.4 地膜污染

农用地膜残留不仅阻隔水肥的运输, 而且影响作物对于养分的吸收。据调查, 新疆农田地膜残留率在24%左右^[36], 地膜使用量按60 kg/hm²计算^[37], 以此计算处理废弃薄膜所产生的负向价值。

(5)

式中, V₃表示地膜污染负价值；P表示处理单位地膜所需价格(元/hm²), 文中取143元^[38]；I表示地膜残留率(%)；A表示地膜覆盖面积(hm²)。

2.4.5 水资源消耗

水资源消耗价值可用水库蓄水成本法计算^[39]：

(6)

式中, V₄表示水资源消耗负价值；W为农业灌溉用水量(m³)；R为农业耗水率(%)；C_w为水库蓄水成本(取1.17元/m³)；农业耗水率取35%^[40]。

2.4.6 温室气体排放

记V₅₁为耕地温室气体排放价值, V₅₂为建设用地温室气体排放价值, 则温室气体排放负价值V₅为：

(7)

(1) 耕地温室气体排放计算：N₂O和CO₂是北方旱地排放温室气体的主要成分, 1 kg N₂O的增温效应是1 kg CO₂的298倍^[41]。根据已有研究, 新疆农田N₂O排放量为1.955 t hm^-2a^-1, CO₂排放量为0.088 t hm^-2a^-1[42], 本文采用全球增温趋势(GWP)估算两种温室气体排放价值, 其中CO₂排放成本取造林成本法(中国标准)260.9元/t^[41]。由下列公式计算农田温室气体排放价值。

(8)

(9)

(10)

(11)

式中, GWP为温室气体的综合增温趋势, f_N2O为N₂O的排放量, V_p-N2O为N₂O的排放价值, CL为农田面积, P_CO2为二氧化碳交易成本, V_p-CO2是CO₂的排放价值。

(2) 建设用地温室气体排放计算：表 2是玛纳斯河流域1990—2015年建设用地CO₂排放现状, 据下述公式对建设用地温室气体排放价值进行估算：

(12)

(13)

式中, D_g表示g种物质产生CO₂量；a_hj表示CO₂排放系数；L_g表示化石燃料用作生产原料的比例系数；M_g表示产生(排放)CO₂物质生产(消费)量；V₅₂表示建设用地温室气体排放价值；Y_g治理单位煤炭、石油、天然气排放CO₂的价值。其中, 煤炭、石油、天然气的CO₂排放系数按照国家计委能源所测定的排放系数计算, 分别取0.651、0.543和0.404；比例系数依次取3%、22%和36%^[43]。

2.5 敏感性指数

本研究采用敏感性指数(CS)表示ESV对VC的依赖程度, 其计算公式为：

(14)

式中, CS为生态系统价值系数的敏感性系数；i和j分别表示初始生态系统服务价值和生态价值系数调整后的价值。若CS＞1, 表明ESV对VC富有弹性, 其准确度差、可信度较低；反之, 若CS＜1, 则表明ESV对VC缺乏弹性, 研究结果可信。

2.6 人均生态系统服务净价值估算

将人口数量与生态系统服务净价值有机结合, 可以更加直观有效地反映区域的环境压力情况^[44], 其计算公式如下：

(15)

(16)

式中, Y_i指某区域i年的人均生态系统服务净价值量, ESV_i指该地区i年生态系统服务净价值量, R_i指该地区i年的人口总数；ΔY为人均生态系统服务净变化量, Y_b和Y_e分别指研究时段内始末的人均生态系统服务净价值量。若ΔY>0, 说明该地区的人均生态系统服务净价值量在增加, 即研究区的环境压力在逐渐减低, 环境在朝着健康方向发展, 反之则朝着恶化方向发展。

3 结果与分析 3.1 土地利用变化及动态度分析

1990—2015年玛纳斯河流域土地利用构成(表 3)及土地利用/覆被(图 2)表明, 研究时段内, 未利用地是研究区占地面积最大, 分布最广的土地利用类型, 其面积约占总面积的46.69%—57.72%；其次为耕地和草地, 分别占13.47%—24.19%和16.94%—19.22%；建设用地占比最小, 约占总面积的0.44%—1.00%, 在整体变化中反应较不明显。

流域土地利用/覆被变化在各时期均呈现不同的变化特征, 主要表现为耕地、建设用地及水域的增加和林地、草地、未利用地的减少。研究时段内耕地和建设用地面积持续增加, 耕地由1990年的4.51×10⁵ hm²增加至2015年的8.10×10⁵ hm², 增加了3.59×10⁵ hm², 其中2010—2015年变化速度快, 动态度达到3.71(图 3)；建设用地25年累计增加0.19×10⁵ hm², 其在2000—2005年变化速度较快, 动态度达5.42；这一变化的原因主要是流域内不断增长的人口对耕地和建设用地的需求加大所致。林地面积整体呈现减少趋势, 至研究期末, 林地面积共计减少0.13×10⁵ hm², 其中1995—2000年动态度达-1.88, 在整体变化中, 变化不明显；水域面积在研究时段内波动增加0.78×10⁵ hm², 2005—2010年水域动态度达到14.84, 远高于其他土地利用类型, 变化速度最快。草地面积由研究初期的6.43×10⁵ hm²减少至研究期末的5.68×10⁵ hm², 在研究期内, 1990—1995年动态度最低。未利用地由1990年19.32×10⁵ hm²减少至2015年的15.64×10⁵ hm², 在所有土地利用类型中变化量最大, 总计减少3.68×10⁵ hm², 这是由于随着人类活动强度增大及灌溉技术进步致使未利用地被大量开垦所致, 其面积急剧下降。

3.2 生态系统服务正向价值变化

1990—2015年, 玛纳斯河流域山地区生态系统服务正向价值最大, 绿洲区次之, 荒漠区正向价值最小(表 4、图 4)。山地区生态系统服务正向价值总体表现为上升趋势, 并于2010年达到最高。其原因是2009—2011年天山北麓出现了近60年少有的暴雪天气, 引起大面积雪灾、雪崩和灾害性融雪洪水^[45], 冰雪覆盖面积增加, 导致山地区水域面积的增加, 进而引起山地区生态系统服务正向价值的升高。

随着绿洲内部水资源紧缺, 维护绿洲稳定的大片农田防护林因缺水而枯死, 加之大量林地遭受砍伐及绿洲内部广阔的天然草地被开垦^[46], 导致绿洲区生态系统服务正向价值在1990—1995年出现下降趋势。在1995年至2015年生态系统服务正向价值则保持持续增加的趋势, 并在研究末期达到最高的3807.17×10⁶元。

荒漠区生态系统服务正向价值在1990—2000年期间持续增加, 且增幅较大, 并于2000年达到峰值, 2000—2015年表现为持续减少。这是由于自20世纪70年代至1999年, 玛纳斯湖迅速萎缩并干涸, 1999年9月玛纳斯河上游水库因洪水溃坝导致大量洪水重新注入玛纳斯湖, 湖泊面积达到最大, 但从2000年以后, 湖水面积又呈现递减趋势^[47-48], 荒漠区生态系统服务正向价值也因此随之下降, 但总体来看, 荒漠区生态系统服务正向价值有所增加。

整体而言, 流域生态系统服务正向价值呈现上升趋势, 空间分布上呈现山地区＞绿洲区＞荒漠区的特征, 这是由于生态系统服务价值系数较高的林地及水域多分布于山地区。截止研究期末, 流域生态系统服务总正向价值共增加2642.81×10⁶元, 年均增加105.71×10⁶元。结合土地利用变化类型中水域面积的动态变化可以看出, 研究区生态系统服务总正向价值的变化与水域面积的变化是线性相关的, 这使得研究区生态系统服务总正向价值随着水域面积的波动而上下浮动。

3.3 生态系统服务负向价值变化

研究区生态系统服务总负向价值呈现持续增长趋势(表 5、图 5), 至研究末期已增至1907.28×10⁶元, 25 a间共计增加1180.71×10⁶元, 年均增加47.23×10⁶元。各类负效应所产生的负向价值均逐年增加。空间上主要分布于玛纳斯县、石河子市和沙湾县及周围耕地, 并逐渐呈现连片连绵趋势。在构成上, 温室气体排放、化肥流失及水资源消耗三者之和占比最大, 各时期均达到90%以上, 其中, 温室气体排放是总负服务中最大的提供者, 结合土地利用变化可以看出随着耕地及建设用地的不断扩张, 化肥、农药、地膜、水资源的投入及温室气体排放量也随之增加。

3.4 生态系统服务净价值变化

研究时段内, 生态系统服务净价值存在一定的空间差异性(图 6)。研究区生态系统价值以正值区为主, 并呈现山地区>绿洲区>荒漠区的特征；生态系统服务净价值总体增加, 由1990年的8947.91×10⁶元增加至2015年的10409.99×10⁶元, 空间上主要分布在山地区、绿洲区玛纳斯河中游及水库周围、荒漠区玛纳斯湖附近；负值区主要集中在建设用地, 这是由于人口数量的增加导致建设用地不断扩张, 温室气体排放量也随之增加。

3.5 敏感性分析

据式(14), 将各地类VC分别上下调整50%, 计算玛纳斯河流域各地类敏感性指数(图 7)。结果表明, 6个时期不同土地利用类型的CS均小于1, 最高值为水域, CS值为0.1123, 即当水体的VC增加1%, 总价值增加0.1123%；最低值为建设用地, 其CS值为0.0000。研究时段内, 耕地CS呈现增加趋势, 林地、草地及未利用地CS值均呈现下降趋势, 这是由于流域研究期内高强度采伐林地、毁草开荒、开荒造田, 导致耕地面积不断增加, 林地、草地及未利用地面积锐减, 因此耕地CS呈现上升趋势, 林地及草地CS值表现为下降。水体CS值于2010年达到最高, 这与2009—2011年天山北麓出现的暴雪天气有关。CS敏感性分析表明, ESV对VC是缺乏弹性的, 研究结果可信。

3.6 人均生态系统服务净价值估算分析

研究时段内, 玛纳斯河流域生态系统服务净价值总量增加, 但人均生态系统服务净价值却从1990年的10622元减少至2015年的8008元, 并整体呈现下降趋势(图 8)。其中在1990—1995年及2005—2010年有两个增长期, 这是由于两个时段生态系统服务净价值增加量分别为844×10⁶元、2281×10⁶元, 人口增加量分别为4.1×10⁵人、1.4×10⁵人, 从而引起两个子时段内人均生态系统服务价值小幅上涨。整体而言, 玛纳斯河流域生态系统服务净价值总量增长, 环境质量提高；但随着人口数量的增加, 人均生态系统服务净价值减少, 玛纳斯河流域的环境压力逐渐加大。

4 讨论

在山地-绿洲-荒漠系统(MODS)中, 各子系统通过物质交换和能量流动紧密关联。山地区是干旱区绿洲和荒漠的水源和物源, 是MODS下生态耦合的“物流高地”；绿洲区作为“信息流高地”, 是三大子系统能量、物质、信息高效集中和集约交换的节点与核心, 同时也是人类赖以生存和发展的中心, 受人类活动影响最为显著；荒漠区是生态耦合的“能流高地”, 它是绿洲形成发育的背景环境和基质, 虽环境相对恶劣, 但由于其增温效应造就了绿洲区独有的热量资源, 并因此创造了独具特色的棉花等优势产业^[49-50]。

研究区生态系统价值增加的趋势与新疆其他区域生态系统服务价值变化不尽相同。如北疆伊犁河流域生态系统服务价值在1985—2005年表现为持续增加的趋势^[51]；1964—2007年南疆焉耆盆地的生态服务价值在波动中呈现下降趋势^[52]；就全疆尺度而言, 生态系统服务价值整体在1996—2008年呈现上升趋势^[53]。景观组成异质性、地形分异及研究区尺度的选取是导致生态系统服务价值存在差异的原因^[54]。此外, 近些年学者对于玛纳斯河流域生态系统服务价值的估算结果也存在一定的差异。凌红波等采用修正后的当量因子对1958—2006年玛纳斯河流域生态系统服务价值进行评估, 得出流域生态系统服务价值呈现下降的趋势^[24]；Wang等分别计算玛纳斯河流域2003年和2013年生态系统单位面积服务价值系数, 结果表明流域生态系统服务价值总量呈现升高趋势^[4]；黄湘等基于流域内消费指数以及不变价格订正的基础上, 采用谢高地等提出的中国生态系统服务价值当量因子表对玛纳斯河流域进行生态系统服务价值估算, 研究表明2005年玛纳斯河流域农田、林地、草地及水域生态系统服务价值均高于1994年^[25]。当量因子修正与否及单位面积生态系统服务价值系数的不同是估算结果产生差异的主要原因。此外, 研究时段的不同及土地利用/覆被变化导致的生态服务价值损失未被纳入总价值的评估也是导致生态系统服务价值存在差异性的原因。

在研究区负向价值的构成中, 温室气体排放的负向价值占据总负向价值的半数以上。已有的研究多针对农田温室气体排放进行估算, 其中城市在温室气体排放量中也占据一定的比重^[55]。由于耕地及建设用地集中分布于绿洲区, 温室气体主要产生于绿洲区, 因此如何在保证社会经济发展的前提下减少温室气体排放量是基于LUCC的生态系统服务价值研究的重点和难点问题。另外, 研究时段内, 新疆地区化肥、农药使用量表现为双增的现象^[56], 如若不采取措施加以管控, 则化肥流失及农药污染的负向价值将会逐年加大, 进而对绿洲区生态环境的发展进程造成一定的制约。值得关注的是, 水是干旱区的生命线, 贯穿于山地—绿洲—荒漠复合生态系统中。绿洲区处于MODS中的核心区域, 是水资源的主要消耗区。绿洲区水资源的高消耗迫使下游来水减少、河流萎缩、尾闾湖干涸、地表径流对地下水的补给减弱, 造成大量生态用水被挤占, 下游生态和环境恶化问题日趋严重^[57]。因此, 为了流域生态系统的可持续发展, 应注重加强对水资源的管控, 以水定地, 依靠绿洲繁荣的物质及经济促进山地生态系统和荒漠生态系统的改善与发展, 实现社会、经济和生态的可持续发展。

荒漠区产生的增温效应一定程度上促进了绿洲区农业资源的发展^[50], 如何将其量化并纳入生态系统服务价值进行估算仍有待深入讨论。此外, 玛纳斯湖的干涸虽导致荒漠区生物多样性的减少, 但其干涸湖盆已成为新疆最大的盐湖, 盐储量达15.8×10⁸ t, 被正式列为新疆三大盐业基地之一, 80年代已大规模开发、生产食盐及其他化工产品^[32], 这在一定程度上提升了建设用地供给服务中原材料生产的功能。谢高地将原材料生产定义为“将太阳能转化为生物能, 给人类作建筑物或其他用途^[10]”, 因此不能简单将建设用地的生态系统服务功能以零计算, 如何正确认知建设用地生态系统服务功能的价值将是今后研究的热点所在。

5 结论

本文基于玛纳斯河流域6期土地利用数据, 采用修正后的生态系统服务价值系数, 对玛纳斯河流域1990—2015年不同生态单元下生态系统服务正负价值进行定量估算, 结论如下：

(1) 未利用地、耕地和草地始终是研究区所占比例最大的土地利用/覆被类型, 各时期三者之和占比均在85%以上。研究时段内耕地和建设用地面积持续增加, 水域经历了增加—减少—减少—增加—减少的波动过程, 未利用地先小幅度增加后持续减少, 林地和草地总体表现为减少趋势。其中, 建设用地增幅最大, 达到230%, 耕地次之, 水域增幅最小；减幅由大到小依次为林地、草地及未利用地。

(2) 近25年玛纳斯河流域生态系统服务总正向价值呈现上升趋势, 且呈现山地区>绿洲区>荒漠区的特征。其中, 山地区正向价值在波动中呈现增加趋势；绿洲区正向价值在1990—1995年经历小幅下降后表现为持续上升的趋势；荒漠区正向价值在1990—2000年呈现上升趋势, 在2000—2015年表现为持续下降, 于2000年达到峰值。绿洲区总负向价值增加显著, 研究末期达到初期的2.63倍。

(3) 研究时段内研究区的生态系统服务净价值增加, 但人均生态系统服务净价值却总体呈现下降趋势, 年均减幅为0.98%, 流域环境压力呈逐年增大的趋势。