官冬杰,周李磊,李秋彥,虎 帥,袁興中,楊 華

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重慶市濕地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)約束關(guān)系

官冬杰1*,周李磊2,李秋彥1,虎 帥1,袁興中3,楊 華4

(1.重慶交通大學(xué)建筑與城市規(guī)劃學(xué)院,重慶 400074；2.重慶大學(xué)資源及環(huán)境科學(xué)學(xué)院,重慶 400044；3.重慶大學(xué),煤礦災(zāi)害動力學(xué)與控制國家重點實驗室,重慶 400044；4.重慶師范大學(xué)地理與旅游學(xué)院,重慶 401331)

以重慶市濕地資源為研究對象,利用InVEST模型分別計算了2000, 2005, 2010和2015年的水資源供給服務(wù)和水土保持服務(wù),并利用分位數(shù)分割法,分別從景觀水平和生態(tài)區(qū)水平這2個研究尺度上研究了水資源供給服務(wù)和水土保持服務(wù)間的約束關(guān)系.結(jié)果表明: (1)2000~2015年重慶市濕地的水資源供給服務(wù)呈現(xiàn)先下降后上升的趨勢,2000年水資源供給為395.41×104mm,2010年下降到238.89×104mm,之后又上升到2015年的286.36×104mm;水土保持服務(wù)呈逐年上升的趨勢,從2000年的85.74×106t上升到2015年的364.73×106t.(2)2000~2015年期間湖泊濕地和水田濕地的水源供給總量呈先下降后上升的趨勢;河流濕地與水庫濕地的水源供給量呈先上升后下降再上升的趨勢;沼澤濕地的水資源供給一直處于下降趨勢.(3)2000~2015年期間湖泊濕地、水庫濕地及水田濕地的水土保持服務(wù)呈先上升后下降再上升的趨勢;河流濕地的水土保持量呈一直上升趨勢;沼澤濕地的水土保持服務(wù)呈先上升后下降的趨勢.(4)在景觀水平上,2000~2015年濕地水資源供給服務(wù)和水土保持服務(wù)間全部呈駝峰型約束關(guān)系.生態(tài)區(qū)水平上,2000~2015年水庫濕地的水資源供給服務(wù)和水土保持服務(wù)間呈雙駝峰約束、指數(shù)約束和駝峰型約束關(guān)系;河流濕地呈雙駝峰約束和駝峰約束關(guān)系;水田濕地呈駝峰型約束關(guān)系.

濕地；生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)；InVEST模型；約束關(guān)系；重慶市

濕地生態(tài)系統(tǒng)兼有陸地生態(tài)系統(tǒng)和水域生態(tài)系統(tǒng)的特征,具有獨特的水文狀況、土壤狀況、生物多樣性等[1-3],為人類提供了豐富的生態(tài)-社會-經(jīng)濟效益(生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)),包括地下水補給、防洪削峰、有機物廢物循環(huán)利用(水質(zhì)凈化)、野生動物棲息庇護、漁業(yè)和旅游等[4-8],提升人類福祉[9].但是在全球氣候變化和快速城市化雙重作用下,濕地資源正面臨著前所未有的壓力,不合理的利用和破壞導(dǎo)致濕地數(shù)量及質(zhì)量都有所下滑[5,10-18],急需各國政府采取相應(yīng)的措施來保護和修復(fù)濕地資源.中國于1992年加入濕地公約后,積極開展?jié)竦乇Ｗo工作,于2016年出臺《濕地保護修復(fù)制度方案》,到2020年確保全國濕地面積不低于8億畝,同時這也是中國生態(tài)文明建設(shè)的目標之一[15].因此,了解濕地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間的關(guān)系,對優(yōu)化濕地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù),科學(xué)合理管理濕地資源,具有重要的科學(xué)意義和實踐價值.

濕地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)是指濕地系統(tǒng)及其物種所提供的能夠滿足和維持人類生活需要的條件和過程,包括供給服務(wù)、調(diào)節(jié)服務(wù)、文化服務(wù)和支持服務(wù)[8,19].濕地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間關(guān)系研究的前提是要對濕地系統(tǒng)進行生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)評估,目前,對濕地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)評估的方法包括數(shù)理統(tǒng)計法和評價模型法[20-23].數(shù)理統(tǒng)計是指通過調(diào)查統(tǒng)計數(shù)據(jù)直接反映生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的大小,這些數(shù)據(jù)包括實地采樣調(diào)查數(shù)據(jù)、社交媒體數(shù)據(jù)和社會經(jīng)濟統(tǒng)計數(shù)據(jù)等,研究者通過這些數(shù)據(jù)來評估濕地的供給服務(wù)、文化服務(wù)和調(diào)節(jié)服務(wù)[22,24-26];評估模型主要是指InVEST模型,被用來評估濕地的碳存儲服務(wù)、水土保持服務(wù)、生物多樣性等服務(wù)[22,27].

濕地被稱為“地球之腎”,其水土保持服務(wù)和水源涵養(yǎng)服務(wù)一直是學(xué)術(shù)界關(guān)注的焦點[28-30],張翼然等[31]對中國71個濕地的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值進行了評價,結(jié)果表明濕地的水源涵養(yǎng)服務(wù)>水土保持服務(wù)>產(chǎn)品輸出>固碳>釋氧>生物棲息地>旅游休閑>科研教育,但是這些研究缺少對各個生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間關(guān)系的研究.生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間的關(guān)系分為權(quán)衡、協(xié)同和無關(guān)[32-33].權(quán)衡是指一種生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的增加,導(dǎo)致另一種生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的減少,協(xié)同是指2種生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)同時增加或者同時減少[22,33-35],無關(guān)是指2種生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間的增加和減少互不影響.目前,就濕地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間關(guān)系的研究,主要的方法包括基于GIS的空間疊加分析[2]、統(tǒng)計分析法[26]和情景模擬[36-37].

但關(guān)于濕地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間關(guān)系的研究在以下2個方面還存在缺陷.(1)非線性關(guān)系研究不足.現(xiàn)在的研究主要基于相關(guān)分析[1,22,38],但受到多因素的影響,兩兩生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的二維散點往往并不是圍繞某一條線分布[39].Lester等[40]認為生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間可能存在6種關(guān)系,包括線性和非線性關(guān)系.(2)缺乏對相關(guān)生態(tài)學(xué)機理的解釋.現(xiàn)有的研究方法能夠很好的解釋兩者間的數(shù)量關(guān)系,但是對于數(shù)據(jù)背后的生態(tài)學(xué)意義解釋不足.Hao等[32]采用約束線分割法對中國北方草地及農(nóng)牧交錯帶生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間的約束關(guān)系進行了研究,該方法為研究生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間非線性關(guān)系提供了可能性.

重慶市作為長江上游“綠色屏障”的重要組成部分,被劃分到全國重要的水土保持、水源涵養(yǎng)功能區(qū)中.三峽大壩蓄水后,改變了重慶市的濕地資源的分布格局,如何優(yōu)化濕地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù),進一步提高人類福祉,需要深入了解生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間的關(guān)系.鑒于此本文的研究目標是分析重慶市濕地的水資源供給服務(wù)和水土保持服務(wù)間的約束關(guān)系,首先,對重慶市濕地資源的水資源供給服務(wù)和水土保持服務(wù)進行評估;然后,對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間的約束關(guān)系進行不同尺度上的研究;最后,剖析導(dǎo)致生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)變化的驅(qū)動因素,并嘗試解釋隱藏在約束線背后的生態(tài)學(xué)意義.以期為重慶市濕地資源的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)優(yōu)化及濕地資源保護管理提供參考.

1 研究區(qū)域、數(shù)據(jù)、方法

1.1 研究區(qū)域

重慶市濕地面積為207151hm2(未統(tǒng)計水田濕地),占國土面積的2.5%.其中天然濕地包括河流濕地、湖泊濕地和沼澤濕地,分別占全市濕地總面積的42.18%、0.13%和0.03%.人工濕地面積最多,主要是指水庫濕地,占濕地總面積的57.66%.本文以重慶市濕地(包括水田濕地)為研究對象,其空間分布如圖1所示.

重慶市濕地水資源、濕地生物資源和濕地旅游資源豐富.境內(nèi)長江自西南向東北縱橫,其中流域面積大于3000km2的河流主要有長江干道、嘉陵江、烏江、渠江、涪江、大寧河等,流域面積大于1000km2的河流數(shù)量有40條,大于100km2的河流數(shù)量有207條.同時,重慶市還建有2766座水庫,包括6座大型水庫,60座中型水庫.境內(nèi)水資源豐富,能夠滿足社會發(fā)展需求.

圖1 重慶市濕地資源空間分布

1.2 數(shù)據(jù)來源

重慶市土地利用/覆被數(shù)據(jù)來源于環(huán)境保護部和中國科學(xué)院聯(lián)合開展的“全國生態(tài)環(huán)境十年變化(2000~2010年)遙感調(diào)查與評估”項目3期(2000, 2005和2010年)解譯數(shù)據(jù)和重慶市地理信息系統(tǒng)(GIS)應(yīng)用研究高校重點實驗室獲取的2015年解譯數(shù)據(jù),共4期數(shù)據(jù),空間分辨率均為30m.降水、氣溫等氣象數(shù)據(jù)來源于國家地球系統(tǒng)科學(xué)數(shù)據(jù)共享服務(wù)平臺[41].數(shù)字高程模型(DEM)數(shù)據(jù)來源于SRTM 90m Digital Elevation Data (VERSION 4).1:100萬土壤空間數(shù)據(jù)來源于世界土壤數(shù)據(jù)庫[42].數(shù)據(jù)庫包含詳細的分層土壤屬性、空間信息,利用空間屬性柵格化處理,空間分辨率為1km.

1.3 InVEST模型

生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)與權(quán)衡綜合評估模型(InVEST 3.4.4)由美國斯坦福大學(xué)、世界自然基金會和大自然保護協(xié)會聯(lián)合開發(fā),由16個子模型集合而成,被廣泛運用于陸地、淡水和海洋生態(tài)系統(tǒng),是量化和價值化生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)、支持生態(tài)系統(tǒng)管理與決策的綜合模型[22].本文采用InVEST模型計算重慶市濕地系統(tǒng)的水資源供給服務(wù)和水土保持服務(wù).

1.3.1 水資源供給服務(wù)評估 水資源供給(WY)實質(zhì)上是區(qū)域內(nèi)每個柵格單元中降水量(P)與實際蒸發(fā)量(AET)的差值.而氣象因子、土壤特性和植被覆蓋都會對降水量和蒸發(fā)量造成影響,綜合考慮氣候、地形和景觀類型并結(jié)合水量平衡法對流域中每個柵格單元進行水源供給量進行計算,計算公式為[43]:

根據(jù)氣象站降水觀測點數(shù)據(jù)進行空間插值得到的降水數(shù)據(jù)(P).同時采用Modified-Hargreaves法[44]計算潛在蒸發(fā)量(ET0x).Zhang系數(shù)是一個表征研究區(qū)降水特征的常數(shù),根據(jù)研究區(qū)內(nèi)水文站點多年平均蒸散量與平均降水量數(shù)據(jù)選取較為合適的Zhang系數(shù)值.植被含水量是指植被生長過程中所利用到土壤存儲和釋放的總水量.依據(jù)土壤數(shù)據(jù)中的沙粒、粉粒、黏粒及有機碳的含量,本文采用周文佐提出的非線性擬合估算模型[45],估算植被含水量(AWC).

式中:為降雨侵蝕力因子,(MJ·mm)/(ha·h·a);為土壤可蝕性因子,(t·ha×h)/(MJ·mm×ha);LS為無量綱的坡長坡度因子.表征工程措施因子,表征植被覆蓋和管理因子.

降水侵蝕因子表征降水對土壤的侵蝕作用,是引起土壤侵蝕的主要因素.本文采用Wischmeier和Smith提出的月尺度計算公式[48]計算得到降水侵蝕因子值[49];基于土壤數(shù)據(jù)并結(jié)合Wischmeier和Smith提出的方法計算土壤可蝕因子值[47].基于DEM數(shù)據(jù)計算區(qū)域子流域,并確定匯水累計閾值.同時,參考坡度、坡長計算公式[50-51]計算得到坡度坡長因子(LS).植被覆蓋和經(jīng)營管理因子是指不同植被覆蓋情況下土壤流失的狀況,即有植被覆蓋的土地土壤流失量與裸露地表的土壤流失量的比值,基于在重慶市的實地觀測獲得[52-53].工程措施因子是在對土地利用采取相關(guān)措施后的土壤流失量與順坡種植情景下土壤流失量.2者均表現(xiàn)為對土壤侵蝕的抑制,其值介于0~1之間,本文設(shè)置在自然發(fā)展的情景下,所以默認為研究區(qū)內(nèi)未采用相關(guān)措施,值均為1.

1.4 約束線法

約束線可以繪制在多因素影響情況下響應(yīng)變量在限制變量作用下分布范圍或可以達到的潛在最大值[54-56].目前約束線的繪制方法主要有參數(shù)法、散點云網(wǎng)格法、分位數(shù)回歸法和分位數(shù)分割法四種[57-59].其中分位數(shù)分割法是邏輯切片法與分位數(shù)回歸法相結(jié)合的一種數(shù)學(xué)方法,其實質(zhì)是將作為散點圖軸的限制變量按照其值域平均分為100組,選取每1組中99.9%的分位數(shù)作為邊界點,最后對提取出的近100個邊界點進行擬合得到生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間約束線[32].本文選用分位數(shù)分割法提取水資源供給服務(wù)和水土保持服務(wù)間的約束線.

2 結(jié)果

2.1 水源供給服務(wù)評估

圖2 2000~2015年重慶濕地水源供給量空間分布

2000~2015年重慶市濕地水源供給服務(wù)整體上呈下降趨勢,2000, 2005, 2010和2015年的濕地水源供給總量分別為395.41×104, 290.87×104, 238.89× 104和286.36×104mm,和2000年相比,2005, 2010和2015年水資源供給服務(wù)分別減少了26.43%,39.58%和27.58%.同時, 2000~2015年重慶市濕地水源供給空間分布格局差異顯著(圖2).2000和2005年水源供給總量高值區(qū)多集中在重慶市東北、西北和東南區(qū)域,與2000和2005年相比,2010年重慶市東北和西北區(qū)域的水資源供給減少,水源供給高值區(qū)主要集中在東南區(qū)域,2015年水資源供給則以重慶市西南地區(qū)為中心向四周遞減分布.

將重慶市濕地劃分為5類,分別為沼澤濕地,湖泊濕地,水庫濕地,河流濕地和水田濕地.2000~2015年水源供給總量最大的濕地類型是水田濕地,最小的是沼澤濕地,具體為水田濕地>水庫濕地>河流濕地>湖泊濕地>沼澤濕地(圖3).

圖3 2000~2015年重慶不同濕地類型水源供給總量變化

由圖3可知,湖泊濕地和水田濕地在2000~2010年期間水源供給總量逐年遞減,在2010~2015年期間水源供給總量開始增加.與2000年相比,2015年湖泊濕地和水田濕地的水資源供給服務(wù)分別減少了38.93%和34.74%.河流濕地與水庫濕地在2000~ 2005年期間水源供給量呈增長狀態(tài),2005~2010年期間呈減少狀態(tài),在2010~2015年期間又處于增長狀態(tài).與2000年相比,2015年河流濕地和水庫濕地的水資源供給服務(wù)分別增加了42.40%和61.21%.沼澤濕地在2000~2015年期間水資源供給一直處于減少趨勢,減少了88.2%.

2.2 水土保持服務(wù)評估

2000~2015年重慶市濕地水土保持量呈逐年上升趨勢,2000, 2005, 2010和2015年的濕地水土保持服務(wù)分別為85.74×106, 178.31×106, 155.70×106和364.73×106t,和2000年相比,2005, 2010和2015年的濕地水土保持服務(wù)分別增長了107.97%、81.60%和325.39%.

由圖4可知,2000,2005和2010年濕地水土保持量的空間分布格局大致相同,水土保持量高值區(qū)多集中在東北部及部分零散分布在東南部地區(qū),而2015年的水土保持量高值區(qū)分布與前3期相比有所擴大,在重慶市西部和中部出現(xiàn)新的零散的高值區(qū).

由圖5可知,2000,2005和2015年各類型濕地水土保持總量按大小排序為水田濕地>水庫濕地>河流濕地>沼澤濕地>湖泊濕地,2010年為水田濕地>河流濕地>水庫濕地>沼澤濕地>湖泊濕地.

同時,由圖5可知,沼澤濕地,湖泊濕地,水庫濕地,河流濕地和水田濕地的水土保持總量在2000~2005年間都呈增加趨勢,分別增加了91.48%、174.50%、445.51%、449.02%和85.78%. 2005~2010年期間湖泊濕地、水庫濕地及水田濕地的水土保持總量都是減少的,分別減少了19.42%、3.03%和16.01%,而沼澤濕地和河流濕地分別增加了16.27%和11.45%. 2010~2015年期間湖泊濕地、水庫濕地、河流濕地及水田濕地水土保持總量呈增加趨勢,分別增加了108.01%、268.24%、77.81%和126.89%;但沼澤濕地呈減少趨勢,減少了71.35%.整體上湖泊濕地、水庫濕地及水田濕地的水土保持服務(wù)變化趨勢與整個濕地景觀變化趨勢一致,在2000~2005期間這3種濕地類型的水土保持功能增強,而在2005~2010期間水土保持功能減弱,到了2010~2015期間其水土保持功能再次增強.河流濕地的水土保持量在2000~ 2015年間都處于增強狀態(tài).沼澤濕地在2000~2010間水土保持功能一直在增強,而2010~2015年間水土保持服務(wù)下降.

2.3 水資源供給服務(wù)評估和水土保持服務(wù)的約束關(guān)系

2.3.1 景觀水平上分析生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)約束關(guān)系 利用分位數(shù)分割法分別提取出2000,2005,2010和2015年重慶市濕地景觀水平上水源供給服務(wù)與水土保持服務(wù)間的約束線.

圖4 2000~2015年重慶濕地水土保持量空間分布

圖5 2000~2015年重慶不同濕地類型水土保持總量變化

由圖6可知,2000~2015年濕地景觀水平上,水源供給服務(wù)與水土保持服務(wù)間存在駝峰型約束作用,即隨著水源供給量的增加,對水土保持量的約束作用先減小后增加.4期數(shù)據(jù)的擬合值2分別為0.6763, 0.6992,0.6322和0.8738,說明水源供給服務(wù)與水土保持服務(wù)間存在約束關(guān)系.

2.3.2 生態(tài)區(qū)水平上分析生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)約束關(guān)系 重慶市濕地景觀包括沼澤濕地、湖泊濕地、水庫濕地、河流濕地及水田濕地5個生態(tài)區(qū).由于沼澤濕地和湖泊濕地面積小,不滿足分位數(shù)分割法擬合條件.所以本文只選取水庫濕地、河流濕地及水田濕地3個生態(tài)區(qū)進行水源供給服務(wù)與水土保持服務(wù)間關(guān)系的研究.

水庫濕地水源供給服務(wù)與水土保持服務(wù)間的約束類型有3類(圖7).2000年2個生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間呈現(xiàn)出雙駝峰波動型關(guān)系,擬合度2為0.5550;2005年表現(xiàn)為指數(shù)關(guān)系(半駝峰關(guān)系),擬合度2為0.6517;2010和2015年呈現(xiàn)出駝峰型關(guān)系,擬合度2分別為0.5355和0.7041.

圖6 2000~2015年重慶市景觀水平上濕地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間的散點圖及約束線

河流濕地水源供給服務(wù)與水土保持服務(wù)間的約束類型有2類(圖7).2000和2010年水源供給服務(wù)與水土保持服務(wù)表現(xiàn)為雙駝峰向波動型關(guān)系,擬合度2分別為0.3330和0.3663,擬合效果較差.2005和2015年水源供給服務(wù)與水土保持服務(wù)間的約束關(guān)系呈駝峰型,擬合度2分別為0.6560和0.7046,擬合效果較好.

水田濕地水源供給服務(wù)與水土保持服務(wù)間的約束關(guān)系均表示為駝峰型約關(guān)系,擬合程度2分別為0,6334,0.6276,0.6064和0.9119.

3 討論

3.1 約束關(guān)系及權(quán)衡協(xié)同關(guān)系對比分析

根據(jù)圖6,研究發(fā)現(xiàn)重慶市濕地的2種生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間存在約束關(guān)系,主要是呈單駝峰型分布,即隨著水資源供給服務(wù)的增加水土保持服務(wù)先增加后減少.根據(jù)約束線的擬合方程求導(dǎo)得到2000~2015年重慶市濕地的水資源供給服務(wù)和水土保持服務(wù)約束線的閾值點,分別為(671, 144398), (377, 220582), (501, 246712)和(401, 479898),閾值點表征生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間約束關(guān)系的方向發(fā)生改變且隨著時間的不同有所變化,主要是由于影響濕地水資源供給服務(wù)和水土保持服務(wù)的因素多,共同作用下導(dǎo)致約束閾值存在差異.同時,生態(tài)區(qū)尺度上(圖7),水資源供給服務(wù)和水土保持服務(wù)的約束關(guān)系與景觀尺度上存在差異,出現(xiàn)了雙駝峰型和指數(shù)約束關(guān)系,雙駝峰約束關(guān)系表明2種生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間在不同階段起主導(dǎo)作用的影響因素不同.指數(shù)約束關(guān)系表明水資源供給服務(wù)超過了單駝峰型約束關(guān)系的閾值,直接呈現(xiàn)出逐漸降低的趨勢.

圖7 2000~2015年重慶市生態(tài)區(qū)水平上濕地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間的散點圖及約束線

WY:水資源供給;SC:水土保持;**<0.01

目前,研究生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)關(guān)系的方法主要是相關(guān)分析,如果相關(guān)系數(shù)為正,則認為2種服務(wù)是協(xié)同關(guān)系,相關(guān)系數(shù)為負則是權(quán)衡關(guān)系,包括斯皮爾曼等級相關(guān)和皮爾遜相關(guān)分析[1,22,38].圖8是重慶市濕地水資源供給服務(wù)和水土保持服務(wù)的權(quán)衡和協(xié)同分析,由于水資源供給服務(wù)(WY)和水土保持服務(wù)(SC)不滿足正態(tài)分布(第1象限和第4象限),所以選用斯皮爾曼相關(guān)指數(shù)表示2者間的相關(guān)關(guān)系(第2象限),由圖8可知,景觀水平上,濕地的水資源供給服務(wù)和水土保持服務(wù)全部呈顯著正相關(guān)(<0.05),但2000, 2005和2015年相關(guān)系數(shù)全部小于0.4,屬于弱相關(guān),2010年相關(guān)系數(shù)在0.4~0.7之間,屬于中等相關(guān),即水資源供給服務(wù)和水土保持服務(wù)間存在弱協(xié)同關(guān)系.生態(tài)區(qū)水平上,水庫濕地的水資源供給服務(wù)和水土保持服務(wù)在2000年不相關(guān),2005年呈現(xiàn)負顯著相關(guān),2010和2015年呈顯著正相關(guān)(<0.05),但相關(guān)系數(shù)全部小于0.4,即水庫濕地的水資源供給服務(wù)和水土保持服務(wù)間在2010和2015年存在弱協(xié)同關(guān)系.河流濕地和水田濕地全部呈顯著正相關(guān)(<0.05),除了2010年呈中等相關(guān),其他年份全部呈弱相關(guān),河流濕地和水田濕地水資源供給服務(wù)和水土保持服務(wù)間存在弱協(xié)同關(guān)系.

權(quán)衡和協(xié)同關(guān)系能反映出2種生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間的數(shù)量關(guān)系.同時,權(quán)衡協(xié)同分析要求2種生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)數(shù)據(jù)相對獨立且單調(diào)分布,但是大多數(shù)情形下生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)數(shù)據(jù)分布并不滿足這2個條件.約束關(guān)系能解釋生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間相關(guān)的生態(tài)學(xué)含義,故要全面認識生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間的關(guān)系,約束關(guān)系分析可以彌補傳統(tǒng)相關(guān)分析的不足.

3.2 濕地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)變化驅(qū)動因素分析

(a)表示水資源供給量與年均降水量的關(guān)系;(b) 表示水土保持量與年均降水量的關(guān)系;(c) 表示水資源供給量與年均氣溫的關(guān)系;(d) 表示水土保持量與氣溫的關(guān)系

重慶市濕地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)變化是人為-自然因素共同作用導(dǎo)致的.人為因素主要包括快速城市化、三峽大壩建設(shè)以及相關(guān)政策.第一,快速城市化是導(dǎo)致重慶濕地資源退化或者減少的一個驅(qū)動因素[60].重慶市是一個快速城市化的區(qū)域,2015年城市化率60.94%,比2000年增加了25.35%,常住人口也由2000年的2848.82萬人增長到2015年的3016.55萬人,人口急劇增長和城市化發(fā)展導(dǎo)致土地利用矛盾加劇,郊區(qū)濕地資源被占用,尤其是小型湖泊和水田濕地減少,導(dǎo)致區(qū)域湖泊濕地和水田濕地的水資源供給服務(wù)出現(xiàn)短暫的下降(圖3).第二,三峽大壩的修建改變了重慶市土地利用態(tài)勢,重構(gòu)了景觀格局框架,使重慶市的濕地資源和生態(tài)環(huán)境受到了很大的影響,水田和湖泊濕地資源減少,水庫和河流濕地資源增加,故水田濕地和湖泊的水資源供給服務(wù)呈現(xiàn)下降趨勢,水庫和河流濕地的水資源供給服務(wù)呈增加趨勢,尤其是2000~2010和2010~2015這兩個時間段對比明顯,即三峽庫區(qū)建成運行前后變化明顯(圖3).第三,相關(guān)政策的實施對濕地水土保持服務(wù)的影響較大,尤其是三峽大壩的建設(shè)前后都采取了相應(yīng)的措施防止生態(tài)環(huán)境的惡化,三峽庫區(qū)從2000年開始實施退耕還林試點,2002~2008年全面實施建設(shè);2008~2012年重慶市又實施“森林重慶”工程建設(shè),同期開始實施“長江兩岸森林工程”建設(shè),即重慶市三峽庫區(qū)生態(tài)屏障建設(shè)[52];加上中國對濕地資源保護的重視,濕地修復(fù)工程逐漸實施[15].這些政策的實施使得重慶市的水土流失得以削弱,除了沼澤濕地,重慶市其他類型濕地資源的水土保持服務(wù)呈上升趨勢(圖5).

除了人為因素的影響,自然因素(主要指氣候因素)直接影響著濕地資源的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù).氣候因素的改變會對生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和空間格局產(chǎn)生影響,改變物質(zhì)分布的格局及陸地水生生態(tài)系統(tǒng)信息流的變化,改變濕地生態(tài)系統(tǒng)的水資源供給服務(wù)和水土保持服務(wù).由圖9a可知,水源供給服務(wù)隨著降水量增加呈線性增長,其空間分布格局與降水分布情況密切相關(guān)(圖2).2000~2015年降水與土壤保持服務(wù)存在駝峰型曲線關(guān)系(圖9b),適當?shù)慕邓軌蚴怪参锔玫厣L,從而提高植被覆蓋率并進一步提升土壤保持能力;但是降水過多時就會對土壤造成嚴重侵蝕,使得土壤保持功能降低.氣溫主要通過影響降水、蒸散和植物生長來直接或間接影響水源供給服務(wù).當溫度處于適應(yīng)階段時,植物得到較好的生長條件,植物的含水能力增加,間接增強水源供給服務(wù)功能;當溫度過高時,區(qū)域降水會明顯減少而蒸散程度明顯增加,即低降水高蒸散造成水源供給能力下降(圖9c).對于水土保持服務(wù),隨著溫度上升,土壤保持服務(wù)增強,但達到一定閾值后,隨著溫度持續(xù)增長,土壤保持服務(wù)逐漸減弱(圖9d).主要是因為氣溫會導(dǎo)致土壤結(jié)構(gòu)發(fā)生可恢復(fù)性和不可恢復(fù)性變化[61],即一旦溫度超過一定范圍就會對土壤結(jié)構(gòu)造成破壞,影響土壤保持服務(wù).

4 結(jié)論

4.1 整體上,2000~2015年重慶市濕地的水資源供給服務(wù)呈下降趨勢,水土保持服務(wù)則呈上升趨勢,且年際間兩種生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的空間分布差異顯著.

4.2 在景觀水平上,2000~2015年濕地水資源供給服務(wù)和水土保持服務(wù)間的約束關(guān)系顯著,全部呈駝峰型約束.

4.3 生態(tài)區(qū)水平上,2000~2015年水庫濕地的水資源供給服務(wù)和水土保持服務(wù)間呈雙駝峰約束、指數(shù)約束和駝峰型約束;河流濕地呈雙駝峰約束和駝峰約束;水田濕地呈駝峰型約束.

[1] Yang G, Ge Y, Xue H, et al. Using ecosystem service bundles to detect trade-offs and synergies across urban–rural complexes [J]. Landscape and Urban Planning, 2015,136:110-121.

[2] Fu Y, Zhao J, Peng W, et al. Spatial modelling of the regulating function of the Huangqihai Lake wetland ecosystem [J]. Journal of Hydrology, 2018,564:283-293.

[3] Mitsch W J, Gosselink J G, Zhang L, et al. Wetland ecosystems [M]. John Wiley & Sons, 2009:2-17.

[4] Sun B, Cui L, Li W, et al. A Space-Scale Estimation Method based on continuous wavelet transform for coastal wetland ecosystem services in Liaoning Province, China [J]. Ocean & Coastal Management, 2018,157:138-146.

[5] Mondal B, Dolui G, Pramanik M, et al. Urban expansion and wetland shrinkage estimation using a GIS-based model in the East Kolkata Wetland, India [J]. Ecological Indicators, 2017,83:62-73.

[6] Mitsch W J, Gosselink J G. The value of wetlands: importance of scale and landscape setting [J]. Ecological Economics, 2000,35(1):25-33.

[7] Shi F, Weaver D, Zhao Y, et al. Toward an ecological civilization: Mass comprehensive ecotourism indications among domestic visitors to a Chinese wetland protected area [J]. Tourism Management, 2019,70:59-68.

[8] Clarkson B R, Ausseil A-G E, Gerbeaux P. Wetland ecosystem services [J]. Ecosystem services in New Zealand: conditions and trends Manaaki Whenua Press, Lincoln, 2013,192-202.

[9] Langan C, Farmer J, Rivington M, et al. Tropical wetland ecosystem service assessments in East Africa; A review of approaches and challenges [J]. Environmental Modelling & Software, 2018,102:260- 273.

[10] Orimoloye I R, Kalumba A M, Mazinyo S P, et al. Geospatial analysis of wetland dynamics: Wetland depletion and biodiversity conservation of Isimangaliso Wetland, South Africa [J]. Journal of King Saud University - Science, 2018,doi:10.1016/j.jksus.2018.0-3.004.

[11] Hu S, Niu Z, Chen Y, et al. Global wetlands: Potential distribution, wetland loss, and status [J]. Science of the Total Environment, 2017, 586:319-327.

[12] Yunfu G, Wang Y, Xiang Q, et al. Implications of wetland degradation for the potential denitrifying activity and bacterial populations with nirS genes as found in a succession in Qinghai-Tibet plateau, China [J]. European Journal of Soil Biology, 2017,80:19-26.

[13] Jiang W, Lv J, Wang C, et al. Marsh wetland degradation risk assessment and change analysis: A case study in the Zoige Plateau, China [J]. Ecological Indicators, 2017,82:316-326.

[14] Masi F, Rizzo A, Regelsberger M. The role of constructed wetlands in a new circular economy, resource oriented, and ecosystem services paradigm [J]. Journal of Environmental Management, 2018,216:275- 284.

[15] Meng W, He M, Hu B, et al. Status of wetlands in China: A review of extent, degradation, issues and recommendations for improvement [J]. Ocean & Coastal Management, 2017,146:50-59.

[16] 盧曉寧,黃 玥,洪 佳,等.基于Landsat的黃河三角洲濕地景觀時空格局演變[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2018,38(11):4314-4324. Lu X N, Huang Y, Hong J, et al. Spatial and temporal variations in wetland landscape patterns in the Yellow River Delta based on Landsat image [J]. China Environmental Science, 2018,38(11):4314-4324.

[17] Behn K, Becker M, Burghof S, et al. Using vegetation attributes to rapidly assess degradation of East African wetlands [J]. Ecological Indicators, 2018,89:250-259.

[18] 南 箔,楊子寒,付 齊,等.生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值與人類活動的時空關(guān)聯(lián)分析——以長江中游華陽河湖群地區(qū)為例[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2018,38(9):3531-3541. Nan B, Yang Z H, Fu Q, et al. Spatial-temporal correlation analysis of ecosystem services value and human activities—a case study of Huayang lakes area in the middle reaches of Yangtze River [J]. China Environmental Science, 2018,38(9):3531-3541.

[19] Costanza R, Groot R D, Braat L, et al. Twenty years of ecosystem services: How far have we come and how far do we still need to go? [J]. Ecosystem Services, 2017,28:1-16.

[20] Silva L V D, Everard M, Shore R G. Ecosystem services assessment at Steart Peninsula, Somerset, UK [J]. Ecosystem Services, 2014,10: 19-34.

[21] Sun B, Cui L, Li W, et al. A meta-analysis of coastal wetland ecosystem services in Liaoning Province, China [J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2018,200:349-358.

[22] Yang W, Jin Y, Sun T, et al. Trade-offs among ecosystem services in coastal wetlands under the effects of reclamation activities [J]. Ecological Indicators, 2018,92:354-366.

[23] Sharma B, Rasul G, Chettri N. The economic value of wetland ecosystem services: Evidence from the Koshi Tappu Wildlife Reserve, Nepal [J]. Ecosystem Services, 2015,12:84-93.

[24] Aziz A A, Phinn S, Dargusch P. Investigating the decline of ecosystem services in a production mangrove forest using Landsat and object- based image analysis [J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2015, 164:353-366.

[25] Sinclair M, Ghermandi A, Sheela A M. A crowdsourced valuation of recreational ecosystem services using social media data: An application to a tropical wetland in India [J]. Science of the Total Environment, 2018,642:356-365.

[26] Muenzel D, Martino S. Assessing the feasibility of carbon payments and payments for ecosystem services to reduce livestock grazing pressure on saltmarshes [J]. Journal of Environmental Management, 2018,225:46-61.

[27] Yan Y, Guan Q, Wang M, et al. Assessment of nitrogen reduction by constructed wetland based on InVEST: A case study of the Jiulong River Watershed, China [J]. Marine Pollution Bulletin, 2018,133: 349-356.

[28] 趙 陽,張 藝,涂志華,等.基于生態(tài)服務(wù)價值的多目標水源地土地利用結(jié)構(gòu)優(yōu)化[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2014,34(1):232-238. Zhao Y, Zhang Y, Tu Z H, et al. Multi-objective optimization of land use structures for water resources area based on eco-service value [J]. China Environmental Science, 2014,34(1):232-238.

[29] 李月臣,劉春霞,閔 婕,等.三峽庫區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能重要性評價[J]. 生態(tài)學(xué)報, 2013,33(1):168-178. Li Y C, Liu C X, Min J, et al. RS / GIS-based integrated evaluation of the ecosystem services of the Three Gorges Reservoir area (Chongqing section) [J]. Acta Ecologica Sinica, 2013,33(1):168-178.

[30] 尹小娟,宋曉諭,蔡國英.濕地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)估值研究進展[J]. 冰川凍土, 2014,36(3):759-766. Yin X J, Song X Y, Cai G Y. Valuation of wetland ecosystem services: Progress and perspectives [J]. Journal of Glaciology and Geocryology, 2014,36(3):759-766.

[31] 張翼然,周德民,劉 苗.中國內(nèi)陸濕地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值評估——以71個濕地案例點為數(shù)據(jù)源 [J]. 生態(tài)學(xué)報, 2015,35(13):4279- 4286. Zhang Y R, Zhou D M, Liu M. Ecosystem service valuation research of Chinese inland wetlands based on case study [J]. Acta Ecologica Sinica, 2015,35(13):4279-4286.

[32] Hao R, Yu D, Wu J. Relationship between paired ecosystem services in the grassland and agro-pastoral transitional zone of China using the constraint line method [J]. Agriculture, Ecosystems and Environment, 2017,240:171-181.

[33] Bennett E M, Peterson G D, Gordon L J. Understanding relationships among multiple ecosystem services [J]. Ecology Letters, 2009, 12(12):1394-1404.

[34] Carpenter S R, Caraco N F, Correll D L, et al. Nonpoint pollution of surface waters with phosphorus and nitrogen [J]. Ecological applications, 1998,8(3):559-568.

[35] Hughes T P, Rodrigues M J, Bellwood D R, et al. Phase shifts, herbivory, and the resilience of coral reefs to climate change [J]. Current Biology, 2007,17(4):360-365.

[36] Richards D R, Moggridge H L, Maltby L, et al. Impacts of habitat heterogeneity on the provision of multiple ecosystem services in a temperate floodplain [J]. Basic and Applied Ecology, 2018,29:32-43.

[37] Harmá?ková Z V, Va?ká? D. Modelling regulating ecosystem services trade-offs across landscape scenarios in T?eboňsko Wetlands Biosphere Reserve, Czech Republic [J]. Ecological Modelling, 2015, 295:207-215.

[38] Zhao M, Peng J, Liu Y, et al. Mapping watershed-level ecosystem service bundles in the Pearl River Delta, China [J]. Ecological Economics, 2018,152:106-117.

[39] Raudsepphearne C, Peterson G D, Bennett E M. Ecosystem service bundles for analyzing tradeoffs in diverse landscapes [J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2010,107(11):5242-5247.

[40] Lester S E, Costello C, Halpern B S, et al. Evaluating tradeoffs among ecosystem services to inform marine spatial planning [J]. Marine Policy, 2013,38:80-89.

[41] 國家科技基礎(chǔ)條件平臺,國家地球系統(tǒng)科學(xué)數(shù)據(jù)共享服務(wù)平臺[EB/OL]. [2018-3-8].www.geodata.cn. National science and technology infrastructure, National earth system science data sharing infrastructure [EB/OL]. [2018-3-8]. www.geodata.cn.

[42] International Institute for Applied Systems Analysis (IIASA), Harmonized World Soil Database [EB/OL]. [2018-3-9]. http: //webarchive.iiasa.ac.at/Research/LUC/External-World-soil-database/.

[43] Wu X, Wang S, Fu B, et al. Land use optimization based on ecosystem service assessment: A case study in the Yanhe watershed [J]. Land Use Policy, 2018,72:303-312.

[44] Hargreaves G H, Samani Z A. Reference crop evapotranspiration from temperature [J]. Applied engineering in agriculture, 1985,1(2):96-99.

[45] Zhou W, Liu G, Pan J, et al. Distribution of available soil water capacity in China [J]. Journal of Geographical Sciences, 2005,15(1): 3-12.

[46] 劉軍會,馬 蘇,高吉喜,等.區(qū)域尺度生態(tài)保護紅線劃定——以京津冀地區(qū)為例[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2018,38(7):2652-2657. Liu J H, Ma S, Gao J X, et al. Delimiting the ecological conservation redline at regional scale: A case study of Beijing-Tianjin-Hebei region [J]. China Environmental Science, 2018,38(7):2652-2657.

[47] Natural capital project. InVEST User Guide [EB/OL]. [2018-5-10]. http://data.naturalcapitalproject.org/nightly-build/invest-users-guide/html/.

[48] Wischmeier W H, Smith D D. Predicting rainfall erosion losses-a guide to conservation planning [D]. U.S. Department of Agriculture, Agriculture, 1978.

[49] Wischmeier and Smith's Empirical Soil Loss Model (USLE) [EB/OL]. [2018-5-10]. http://www.fao.org/docrep/t1765e/t1765e0e.htm.

[50] Desmet P, Govers G. A GIS procedure for automatically calculating the USLE LS factor on topographically complex landscape units [J]. Journal of Soil and Water Conservation, 1996,51(5):427-433.

[51] Renard K G, Foster G R, Weesies G, et al. Predicting soil erosion by water: a guide to conservation planning with the Revised Universal Soil Loss Equation (RUSLE) [M]. United States Department of Agriculture Washington, DC, 1997:105-112.

[52] 劉 睿,周李磊,彭 瑤,等.三峽庫區(qū)重慶段土壤保持服務(wù)時空分布格局研究[J]. 長江流域資源與環(huán)境, 2016,25(6):932-942. Liu R, Zhou L L, Peng Y, et al. Spatio-temporal variations of soil conservation services in Three Gorges Reservoir area of Chongqing [J]. Resources and Environment in Yangtze Basin, 2016,25(6):932-942.

[53] 唐 寅,代 數(shù),蔣光毅,等.重慶市坡耕地植被覆蓋與管理因子C值計算與分析 [J]. 水土保持學(xué)報, 2010,24(6):53-59. Tang Y, Dai S, Jiang G Y, et al. Calculation and analysis of the vegetation cover and management factor C value in slope farmland of Chongqing area [J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2010, 24(6):53-59.

[54] Guo Q, Rundel P W. Self-thinning in early postfire chaparral succession: Mechanisms, implications, and a combined approach [J]. Ecology, 1998,79(2):579-586.

[55] Webb R. Use of the boundary line in the analysis of biological data [J]. Journal of Horticultural Science, 1972,47(3):309-319.

[56] 郝蕊芳,于德永,鄔建國,等.約束線方法在生態(tài)學(xué)研究中的應(yīng)用 [J]. 植物生態(tài)學(xué)報, 2016,40(10):1100-1109. Hao R F, Yu D Y, Wu J G, et al. Constraint line methods and the applications in ecology [J]. Chinese Journal of Plant Ecology, 2016,40(10):1100-1109.

[57] Mills A, Fey M, Donaldson J, et al. Soil infiltrability as a driver of plant cover and species richness in the semi-arid Karoo, South Africa [J]. Plant and soil, 2009,320(1/2):321-332.

[58] Strong W. Tree canopy effects on understory species abundance in high-latitude Populus tremuloides stands, Yukon, Canada [J]. Community ecology, 2011,12(1):89-98.

[59] Thomson J D, Weiblen G, Thomson B A, et al. Untangling multiple factors in spatial distributions: lilies, gophers, and rocks [J]. Ecology, 1996,77(6):1698-1715.

[60] Zorrillamiras P, Palomo I, Gómez-baggethun E, et al. Effects of land-use change on wetland ecosystem services: A case study in the Do?ana marshes (SW Spain) [J]. Landscape and Urban Planning, 2014,122:160-174.

[61] Nearing M, Pruski F, O'neal M. Expected climate change impacts on soil erosion rates: a review [J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2004,59(1):43-50.

Constraints relationship of wetland ecosystem services in Chongqing.

GUAN Dong-jie1*, ZHOU Li-lei2, LI Qiu-yan1, HU Shuai1, YUAN Xing-zhong3, YANG Hua4

(1.College of Architecture and Urban Planning, Chongqing Jiaotong University, Chongqing 400074, China；2.College of Resources and Environmental Science, Chongqing University, Chongqing 400044, China；3.State Key Laboratory of Coal Mine Disaster Dynamics and Control, Chongqing University, Chongqing 400044, China；4.Institute of Geography and Tourism, Chongqing Normal University, Chongqing 401331, China)., 2019,39(4)：1753~1764

Wetlands in Chongqing were picked up as cases to elucidate constraint relationship of ecosystem services. First, we calculated the services of water supply and conservation of water and soil at the year nodes of 2000, 2005, 2010 and 2015 by using the InVEST model. Then, the constraint relationship between the service of water supply and the service of conservation of water and soil was investigated. The results indicated that from 2000 to 2015, service of water supply was first declined from 395.41×104mm in 2000 to 238.89×104mm in 2010 and then increased to 286.36×104mm in 2015; meanwhile, the service of conservation of water and soil was increased from 85.74×106t in 2000 to 364.73×106t in 2015. Specifically, from 2000 to 2015, the total water supply for lake wetlands and paddy wetlands showed a first decreased and then increased trend, that for river wetlands and reservoir wetlands exhibited a converse trend, and that for swamp wetland showed a decreasing trend. Differently, from 2000 to 2015, the service of conservation of water and soil for lake wetlands, reservoir wetlands and paddy wetlands was first increased, and then decreased and again increased, that for river wetlands showed an increasing trend, and that for swamp wetland showed a first increased and then decreased trend. In addition, at the landscape level, there was a hump-shaped constraint effect between services of water supply and services of conservation of water and soil from 2000 to 2015; at the ecological level, from 2000 to 2015, there were double hump restraint, index constraint and hump-shaped constraint effect between these two kinds of services in the reservoir wetlands, the double hump restraint and hump-shaped constraint effect in the river wetland, and the hump-shaped constraint effect in the paddy wetland.

wetlands；ecosystem services；InVEST model；constraint effect；Chongqing

X321

A

1000-6923(2019)04-1753-12

2018-08-28

國家自然科學(xué)基金資助項目(41201546);重慶市教委科學(xué)技術(shù)研究項目(KJZD-K201800702);重慶市基礎(chǔ)科學(xué)與前沿技術(shù)研究項目(cstc2017jcyjAX0210,cstc2016jcyjA1540);重慶大學(xué)山地城鎮(zhèn)建設(shè)與新技術(shù)教育部重點實驗室開放課題(0902071812102/012);中央高?；究蒲袠I(yè)務(wù)費(NO.2018CDYJSY0055)

*責(zé)任作者, 教授, guandongjie_2000@163.com

官冬杰(1980-),女,黑龍江富錦人,教授,主要從事生態(tài)與可持續(xù)發(fā)展、水資源利用評價等研究.發(fā)表論文100余篇.