遥感技术在城市规划中的生态评估指标计算

图3.2为生态资产评估的技术体系框架图。模型的数据来源主要有三条途径，即气象数据、遥感影像数据、地面观测与统计资料。遥感影像数据一方面用于生态系统类型的划分和面积估算，另一方面用于生态系统净初级生产力、植被覆盖度等生态参数的反演。

气体调节的生态价值是通过固定CO2和释放O2计算得到。植被通过光合作用吸收了大气中的CO2，同时，把产生的O2释放回大气中，固碳释氧的生态价值也是通过生态系统生物量和净初级生产力来计算的。生态系统有机物质生产、营养物质循环生态价值的评估是基于生态系统净初级生产力来计算的，即根据单位生物量所产生的价值进行估算；生态系统涵养水源的估计，由该生态系统在一定时期(如一年)的土壤与枯枝落叶等储水能力计算得到；处理废物功能主要考虑植被吸收二氧化硫和粉尘等废气以及水体净化氨氮与化学需氧量(COD)等服务功能，以计算其服务价值；保土育肥功能体现在减少因水土流失造成的土壤肥力流失和保护土壤，减少土壤侵蚀两方面。保护土壤、减少土壤侵蚀的价值用土地废弃的机会价值来代替，即认为生态系统被完全破坏后，这些土地将退化乃至废弃；供水功能主要是考虑水库、基塘与河流等水域生态系统提供灌溉用水、生活用水与工业用水等功能；所获得的各项量化的生态效益，最后通过影子工程法、市场价值法、机会成本法、替代价值法等转换成生态服务价值。

1.生产有机物质功能

图3.2　生态资产评估的技术体系框架图

生产有机物质功能是通过光合作用实现的，光合作用(Photosynthesis)是植物、藻类和某些细菌利用叶绿素，在可见光的照射下，将二氧化碳和水转化为有机物，并释放出氧气的生化过程。对于生物界的几乎所有生物来说，这个过程是它们赖以生存的关键。而地球上的碳氧循环，光合作用是必不可少的。植被生产力是人类生活所需食物、原料及燃料的来源。植物通过光合作用将太阳能固定并转化为植物生物量。单位时间和单位面积上，绿色植物通过光合作用所产生的全部有机物同化量，即光合总量，叫总初级生产力(GPP)；净初级生产力(Net Primary Productivity，NPP)则是从光合作用所产生的有机质总量中扣除自养呼吸后的剩余部分。NPP直接反映了植物群落在自然条件下的生产能力，是估算地球支持能力和评价陆地生态系统可持续发展的一个重要生态指标。同时，NPP作为地表碳循环的重要组成部分，已成为判定生态系统碳汇和调节生态过程的主要因子，并在全球环境变化中地位显著。

目前，植被净第一性生产力的模型很多，主要可以概括为3类，即统计模型(Statistical Model)，参数模型(Parameter Model)和过程模型(Process-based Model)。经研究发现，CASA模型(Potter，等，1993；Prince，等，1995；Veroustraete，等，2002)计算NPP的过程中，影响结果的主要因素有地类、最大光能利用率和归一化植被指数(NDVI)。归一化植被指数(NDVI)被定义为近红外波段与可见光红波段地表反射利率之差与这两个波段地表反射率之和的比值。针对CASA原模型的最大光能利用率相对广东地区偏低的问题，本研究根据相关文献，修改了相关参数。对于缺少的气象数据，根据相关研究和插值分析进行了估算。

对于CASA估算模型来说，植被NPP可以由植物吸收的光合有效辐射(APAR)和实际光利用率(ε)两个因子来表示(Cramer，等，1999；Imhoff，等，2004；戴尔阜，等，2015)：

NPP＝APAR(x，t)×ε(x，t)　(3-1)

式中，APAR(x，t)表示像元x在t月份吸收的光合有效辐射(单位：MJ/m2)，ε(x，t)表示像元x在t月份的实际光利用率(单位：gC/MJ)。模型计算的整个框架如图3.3所示。

图3.3　改进CASA模型框架

(1)APAR的求算

光合有效辐射(PAR，0.4～0.7μm)是植物光合作用的驱动力，直接影响生物量的变化。植被吸收的光合有效辐射取决于太阳总辐射和植物本身的特征，计算公式为(Field，等，1995)：

APAR(x，t)＝SOL(x，t)·FPAR(x，t)·0.5　(3-2)

式中，SOL代表太阳到达地面的总辐射量，FPAR代表植被层对入射光有效辐射的吸收比例，系数0.5代表植被可以利用的太阳有效辐射占总辐射能的比例。

FPAR是求算APAR的关键因子，它的计算是本模型的核心之一。根据相关研究，本研究使用NDVI和SR两种植被指数相结合来求算FPAR(Parton，等，1993；孙睿，等，2001)：

FPAR(x，t)＝αFPARn(x，t)＋(1-α)FPARs(x，t)　(3-5)

SR＝(1＋NDVI)/(1-NDVI)　(3-6)

式(3-3)和式(3-4)中，NDVI(i，min)指植被类型i的最小NDVI，NDVI(i，max)指植被类型i的最大NDVI；相应的公式中的SR(i，max)和SR(i，min)可由公式计算得到，具体取值见表3.3；FPARmax和FPARmin与植被类型无关，分别为FPARmax＝0.95，FPARmin＝0.001。系数α为两种FPAR的调节系数，本研究取0.5。表3.3为各土地利用/覆盖的参数。

表3.3　各土地利用/覆盖的参数

(2)ε的求算

本模型另一个关键的系数是实际光能利用率ε，它受气温、降水和植被类型的影响。求算方法如下(Parton，等，1993；Field，等，1995)：

ε(x，t)＝Tε1(x，t)×Tε2(x，t)×Wε(x，t)×ε(i，max)　(3-7)

式中，ε(i，max)为i中植被类型的最大光能利用率，具体数值见表3.3。Tε1(x，t)为低温胁迫系数，计算如下：

Tε1＝0.8＋0.02×TOPT-0.0005×(TOPT)2　(3-8)

式中，TOPT指植物生长最适温度，定义为NDVI最大月的月均温；当某月平均温度小于或等于-10℃时，Tε1设为0。

Tε2为高温胁迫系数，计算如下：

Tε2＝1.184/(1＋exp(0.2×(TOPT-10-T))×1/(1＋exp(0.3×(-TOPT-10＋T)))　(3-9)

式中，TOPT的意义同(3-8)式，T代表月均温(℃)。当T比TOPT高10℃或者T比TOPT低13℃时，Tε2取值为T＝TOPT时的0.5倍的Tε2。

Wε为水分胁迫系数，计算如下：

Wε＝0.5＋0.5×E(x，t)/Ep(x，t)　(3-10)

式中，E(x，t)为区域实际蒸散量(mm)，可根据周广胜和张新时建立的区域实际蒸散模型求取(周广胜，等，1995)：

式中，P为月累计降水量(mm)，R为太阳净辐射量(MJ/m2·mon)，Ep(x，t)为区域潜在蒸散量(mm)，可根据Boucher提出的互补关系求取：

Ep＝(E＋Ep0)/2　(3-12)

式中，Ep0为地区潜在蒸散量(mm)，可由Penman-Monteith(康绍忠，等，1995；Allen，等，1998；谢贤群，等，2007；杨振常，等，2012)公式来求解：

Ep0＝(0.408×Δ×(R-G)＋γ×(900/(T＋273))×U×(e0-ea)/(Δ＋γ(1＋0.34×U))　(3-13)

式中，Δ为饱和水汽压-气温关系曲线的斜率，本专题采用马格努斯饱和水汽压公式(董双林，等，1992；陈钦弟，1997)来求算；R为太阳净辐射(MJ/m2·mon)，G为地面辐射(MJ/m2·mon)，T为月平均气温(℃)，U为月平均风速(m/s)，e0-ea为饱和水汽压和实际水汽压之差(kPa)，可由相对湿度得到；γ为干湿计常数，取值为0.066kPa/℃。因为G地面辐射缺少数据，运用相关文献的地温与气温关系求得，其中温度单位均为℃。

TL＝1.1593×T-1.1438　(3-14)

把计算出的APAR与ε通过公式(3-1)计算，即可以计算出东莞市1988—2006年NPP，图3.4为东莞市1988—2006年NPP空间分布图。

图3.4　东莞市1988—2006年NPP空间分布图

1988年东莞市NPP平均值是410.88g(C)/m2，东莞中部、东部的NPP普遍较高，较低区域主要是水体与城镇用地，它们的植被盖度非常低，因此NPP也较低；东莞西部水乡片区农田的NPP也较高，主要是稻田、香蕉园等，长势较好；而西部片区密集的水网以及市中心处NPP较低。1993年东莞市NPP平均值是386.83 g(C)/m2，比1988年有所减少。从NPP空间分布格局看出，1993年与1988年的NPP空间分布有明显区别，从植被覆盖度较高的东莞东部来看，有几条明显的低值带，这主要是随着东莞市经济的发展，城市扩张侵占了大量果园与农田，导致植被覆盖度降低，因此其NPP也就降低，特别是靠近深圳的东莞东南角，在特区的经济带动下，东南角的凤岗镇经济发展迅速，城市化发展剧烈，使得其NPP低值区域扩大；东莞市西南角的虎门镇以及长安镇，是东莞市该时期经济发展最快的区镇之一，大量的农田与果园被开发为城镇用地，使得NPP低值区域比1988年明显增加；在市中心莞城区的带动下，莞城区周围形成了强大的经济体，大量的农田被开发为城镇用地，这里的NPP低值区域是东莞市最大的。1997年东莞市NPP平均值是307.29 g(C)/m2，比1993年减少了将近80 g(C)/m2，这与东莞市在该时期土地利用/覆盖变化剧烈息息相关，从第二章关于生态系统分类专题研究已经知道，1993年到1997年生态系统变化的几个特点是，一方面是城市扩张迅速，大量的农田与果园被开发为城镇生态系统，另一方面是农业结构的内部调整，大量的农田生态系统被转化为水域生态系统，因此这两大变化类型使得东莞市1997年植被盖度比1993年要低很多，从而产生更少的NPP。2001年东莞市NPP平均值是275.47 g(C)/m2，比1997年略有减少，但减幅不如1993年到1997年的变化大。2005年东莞市平均NPP是229.79 g(C)/m2，从2001年到2005年的4年间，东莞市NPP减少较快，这主要由于该时期东莞市城市扩张又一次加速，导致大量的农田与果园生态系统被破坏，降低了植被覆盖度，从而使东莞市域范围内产生NPP的能力大大降低。但2006年比2005年的NPP有所增加，从原来的229.79 g(C)/m2增加到2006年的263.75 g(C)/m2，比2001年的水平仅低了12 g(C)/m2，尽管从2005年到2006年，东莞市城镇生态系统面积有所增加，但由于2006年的降水条件与日照条件都比2005年好，其中2006年降水是最近50年内降水最为丰富的一年，因此光合作用更为强烈，植被长势较好，同量的植被将产生更多的NPP，从而2006年比2005年的NPP要高。

从各个生态系统比较来看，果园、森林、农田三类生态系统的NPP较高，而城镇、水域生态系统的NPP较低，这主要是因为农田、森林、果园等植被覆盖度较高，植被吸收太阳光、二氧化碳和水，产生大量的有机物质，因此其NPP较高；反之，城镇、水域生态系统由于植被覆盖度非常低，NPP也较低。从各年份的NPP变化情况来看，各生态系统的NPP在不同程度上有所变化。各生态系统最高值主要出现在1993年于2006年，如森林生态系统的NPP在1993年和2006年都超过了700g(C)/m2，而其他年份则相对较低，这主要是因为1993年和2006年东莞市的降雨量较大，降水丰富使得植被长势良好，因此会产生更多的有机物质，从而使NPP也较高。

图3.5与表3.4为1988—2006年东莞市各生态系统的NPP总量变化情况。果园生态系统的NPP总量呈现先增加后减少再增加的变化趋势，从1988年到1993年，由于单位面积NPP增加较快，而果园面积减少较慢，因此其总量有增加的趋势，从41.3万吨增加到43.6万吨；从1993年到2005年，由于城市扩张与经济发展，果园生态系统的面积迅速减少，其NPP总量也降低较快，从43.6万吨降低为20.2万吨，比1993年减少了一倍多；从2005年到2006年，一方面由于2006年的降雨丰富，植被长势较好，单位面积NPP较高，另一方面由于2006年的果园面积比2005年略有增加，因此果园生态系统的NPP总量也增加。从1988年到2005年，农田生态系统的NPP总量下降迅速，这主要是因为东莞市城市迅速扩张造成大量农田流失，从1988年到1993年，虽然农田生态系统的单位面积NPP增大，但由于大量的农田被转化为果园生态系统，农田流失的速度更快，因此与果园生态系统的总量变化(从1988年到1993年，NPP总量增加)有区别的；而2005年到2006年，由于2006年降雨比2005年多，植被长势更好，农田生态系统的NPP总量略有增加。森林生态系统的NPP总量变化较小，主要与森林生态系统的面积变化缓慢相关。

NPP是反映有机物质生产功能的重要指标，因此可以用NPP计算生态系统生产有机物质的价值。用货币衡量有机物质的价值思想来自于燃烧有机物质释放能量与标准煤炭燃烧释放能力进行比较，当产生相同能量时，一定量的有机物质价值就等效于相应量标煤的价值。因此，本研究使用换算的标准煤的价格来替代单位质量有机物质的价值，其具体计算方法是：1g碳相当于2.2 g的有机物质，而1g有机物质在燃烧释放的能量上相当于0.679 g的标煤，则1g碳相当于1.474g(2.2×0.679)的标煤，而1995年标准煤的价格取479元/吨。为了使所有生态系统服务类型的价格相互之间具有可比性，本研究中，所有的价格尽量统一在2006年的水平，参考2006年中国统计年鉴，得到煤炭价格的价格指数，因此：

表3.4　1988—2006年各生态系统NPP变化　(单位：g/(C)/m2)

图3.5　1988—2006年各生态系统NPP总量变化(单位：t(C))

每克碳的价值是：

P(C)＝Ps×1.474×10-6＝1.3335×10-3元/克　(3-15)

则某生态系统类型每公顷生产有机物质的服务价值是：

V＝NPP×P(C)×104　(3-16)

式中，V表示某生态系统生产有机物质的价值量，单位是元/公顷；P(C)表示1g碳的价值，单位是元/克；Ps表示2006年标煤的价格，取1012.4元/吨。表3.5为中国1995—2006年标煤价格。

图3.6为东莞市1988—2006年生产有机物质功能服务价值空间分布，可发现相同年份的NPP空间分布情况与生产有机物质服务功能价值的空间分布一致，这是因为生产有机物质功能的服务价值与NPP成线性正比关系，从而它们呈现相同的空间分布格局。

表3.5　中国1995—2006年标煤价格(元/吨)

(注：1996—2006年的价格由1995年价格计算得到。)

对1988—2006年各生态系统的生产有机物质功能服务价值进行统计，1988年整个东莞市生产有机物质服务功能的单位面积服务价值是6131.48元/hm2，总价值是15.14亿元，对总服务价值贡献从高到低的依次是果园生态系统、农田生态系统、森林生态系统，它们的值分别是6.17亿元、5.36亿元、3.55亿元，而水域生态系统与城镇生态系统的服务价值仅0.08亿元。1993年总服务价值是14.26亿元，比1988年稍有减少，果园生态系统、森林生态系统和农田生态系统的单位面积服务价值在不同程度上有所增加，它们的值分别是11278.70元/hm2、10515.60元/hm2和5654.98元/hm2，但由于农田生态系统、果园生态系统的面积减少较快，因此全市范围的单位面积服务价值有所降低，为5772.59元/hm2。1993—1997年，东莞市生产有机物质服务价值降低较快，其服务价值有1993年的14.26亿元降低到1997年的11.33亿元，尤以农田生态系统和果园生态系统比较显著，主要是因为该期间大量的果园与农田被开发为城镇用地以及基塘，果园和农田的流失直接导致了生产有机物质功能服务价值的降低，同时，由于1993年降水比1997年要丰富，1997年的植被长势也不如1993年好，因此农田生态系统和果园生态系统的单位面积服务价值也有所降低，其值分别是8926.36元/hm2和9203.14元/hm2。2001年东莞市生产有机物功能服务价值是10.16亿元，单位面积服务价值是4110.79亿元/hm2，农田生态系统对东莞市域的总服务价值贡献进一步减少，仅为2.62亿元，位居果园生态系统与森林生态系统之后，这是由农田流失过快直接造成的，果园生态系统的服务价值也减少较多，由1997年的4.95亿元降低到2001年的4.15亿元，而森林生态系统的服务价值略有增加，由1997年的3.25亿元增加到2001年的3.31亿元，这主要是因为该期间东莞市森林生态系统面积增加。2005年东莞市生产有机物质功能服务价值为8.46亿元，其中果园生态系统和森林生态系统贡献率较大，分别贡献了3.01亿元与3.42亿元，而农田生态系统比2001年降低较多，仅为1.89亿元。图3.7为1988—2006年生产有机物质服务价值曲线。

图3.6　1988—2006年生产有机物质服务价值空间分布

图3.7　1988—2006年生产有机物质服务价值曲线

表3.6　1988—2006年东莞市各生态系统生产有机物质服务价值

2.涵养水源功能

已有研究表明，森林涵养水源功能主要由两部分组成：一部分是森林土壤储水量，另一部分是植被枯枝落叶的储水量。因此，本研究重点计算土壤层的储水与植被凋落物涵水功能的服务价值。

(1)土壤层储水功能

土壤储水量与多种因素有关，其中土壤结构至关重要。在森林土壤中，主要有单粒结构、块状结构、柱状结构、棱状结构、片状结构和团粒结构。所谓团粒结构，指单粒胶结成团，形状呈球形，直径为1～10mm的土壤结构。这种结构的土壤不仅具有非团粒结构和毛细管孔隙，而且还具有非毛细管孔隙。因此，具有较高的蓄水和透水性能，可储存更多的水分。森林植物对形成团粒结构的土壤是非常有利的，因为枯枝落叶层经过小动物和微生物(如细菌、真菌)的分解及消化作用形成腐殖质层，腐殖质层有一种胶体，它是造成团粒结构土壤的最重要的胶结物质。土壤中的水分以两种形式储存，即吸持储存和滞留储存。吸持储存指在不饱和土壤中，储存在0.1mm以下的毛细管孔隙中的水由于小孔隙抵抗重力将水保住的储存方式。这部分水分对蒸发和植物吸收有一定的作用，但对河川径流的调节关系不大。滞留储存指在饱和土壤中，重力自由水在大孔隙中(土壤颗粒直径在1～10mm之间)的暂时储存。该种储存极其重要，特别是在暴雨和大雨时，它可以阻止水分过快地形成地表径流流失，为水分渗透到土壤下层赢得宝贵的时间。因为，滞留储存在森林涵养水源功能中作用突出，所以，在实际估算森林涵养水源价值时，为简便起见，常常忽略吸持储存，只注意滞留储存。另外，由于计算涵养水源生态服务功能价值时，我们更注重的是土壤能储存的最大水量，以更客观地反映出土壤的涵养水源价值，因此，本研究将根据土壤的粗孔隙率(非毛管孔隙度)计算土壤的最大储水能力。用以下公式表示每个像元的储水量(陈明辉，等，2012)：

Q1＝spihif＋sp无林地hi(1-f)　(3-17)

式中，Q1为土壤储水量；s为每个像元的面积，单位是m2；hi为i种土壤的深度，为计算方便，根据本研究取平均深度为1m(赵景柱，等，2000)；pi为第i种生态类型土壤的非毛管孔隙度，pi的取值根据广东省林业调查规划院的数据，见表3.7；p无林地为无林地土壤的非毛管孔隙度。图3.8为东莞市1988—2006年土壤层储水量空间分布图。

表3.7　各林种非毛管孔隙度

(2)植被凋落物层储水功能

土壤的表面常常覆盖着一层苔藓和枯枝落叶。这个表层一般由苔藓和森林植物落下的树皮、茎叶、果实、花、芽鳞、枝条等凋落物及被分解的动植物尸体组成，它对涵养水源具有特别重要的意义，它像海绵体一样，吸收林内降水并很好地加以蓄存。当然，蓄水量的多少与林下土壤这一表层的构成及厚度有密切的关系。蓄水量一般用降雨的截留量和持水量指标来评定。所谓截留量是指落到林地表面的雨水，有一部分被枯枝落叶层截留、吸收后，随即蒸发到大气中的这部分水量；持水量则指枯枝落叶层最大蓄水量。枯枝落叶层的最大持水量一般为其自身干重的2～4倍。为了描述林地土壤表层的特性，最大持水率是一个非常有用的概念，它是指将枯枝落叶不同成分分别浸入水中24h后其质量与其干重的百分比。枯枝落叶储水量取决于在林地上掉落物的累积量及其本身的持水能力，而这又与林型结构、林分发育、凋落物的分解状况等因素有关。对于广东省地区，研究表明森林枯落物层储水量情况是：针叶林为12.7m3/hm2，阔叶林是23.3 m3/hm2，针阔混交林是14.9 m3/hm2，灌木林是5.89m3/hm2(潘军，2006；马秀芳，2006)。具体计算每个像元的凋落物储水量时，可以用下面公式表示：

Q2＝swf　(3-18)

图3.8　东莞市1988—2006年土壤层储水量空间分布

植被盖度通过混合像元分解法得到。由于地物反射光谱的高度异质性，导致遥感影像中绝大部分像元都是混合像元，一般可认为混合像元是由植被、高反照率地物、低反照率地物组成，植被盖度则是指植被在每个像元内所占的比例，可以运用线性光谱混合分析技术得到(Weng，2004)。线性光谱混合分析本质上是一种基于图像处理的方法，它假设每一光谱波段中单一像元的反射率为各端元组分特征反射率与它们各自比率的线性组合。其数学模型可以表示为：

式中，i＝1，2，…，m(光谱波段数)；k＝1，2，…，n(端元组分数)；Ri为第i波段像元反射率，其包含一种或多种端元组分；fk为一个像元内第k个端元所占的比率；Rik表示一个像元内端元k在第i波段上的反射率。ERi是第i波段的误差。在求解端元所占比率fk的过程中，采用有约束条件的最小二乘法，要求fk同时满足以下两个条件：

这样就保证了每种光谱端元所占比率的值在0～1之间，同时所有端元所占比率之和等于1，避免了某一端元在某些像元上所占比率大于100%或者为负值的现象，这与实际情况更吻合。运用上述计算方法就可以得到植被盖度分布数据。图3.9为东莞市1998—2001年植被盖度空间分布图。

由公式以及植被盖度数据即可以计算出东莞市各个年份的植被凋落物最大持水量(见表3.8)，从凋落物层来看，由于东莞市植被大量被破坏，植被凋落物逐年增加，导致凋落物层的持水量有所降低，从0.02亿立方米降低到0.01亿立方米；土壤层的储水量主要与各土地利用类型的下垫面直接相关，而1988年到2006年，东莞市城市扩张迅速，大量的农田、果园被开发为城乡用地，导致不透水面迅速增加，因此土壤层直接储水功能下降迅速，如1988年，东莞市土壤层的储水量为1.86亿立方米，而到了2006年，其下降为1.28亿立方米；将土壤层与凋落物层的储水量相比较，发现土壤层的储水量远大于凋落物层的持水量，虽然凋落物层的储水量较低，但它为保持土壤湿度、截留降水等都具备非常重要的意义。

(3)涵养水源价值量

涵养水源的价值根据清理水库、河道淤泥工程的成本来确定，淤泥的堆积将导致水库、河流的储水功能下降，而涵养水源功能储水价值则可以用清理淤泥所用的成本进行计算。V＝C·W，其中V是涵养水源的价值量，C为清理每立方米淤泥的成本，W为涵养水源的物质量。

图3.9　东莞市1988—2006年植被盖度空间分布

表3.8　东莞市1988—2006年水源涵养量

续表

表3.9　东莞市1988—2006年涵养水源价值

根据广东省2006年清理河道淤泥的平均价格3元/立方米，计算得到东莞市涵养水源功能价值分布。涵养水源功能的服务价值是389.43×106元人民币，土壤层储水功能的价值占总涵养水源价值的99%，凋落物层仅占1%；从各土地利用类型来看，耕地对整个涵养水源功能价值贡献率最高，为总值的24.9%，而城乡用地仅贡献了7.78%的服务价值。

对东莞市5类生态系统涵养水源功能价值进行统计计算。1988年的涵养水源价值最高，为5.65亿元，随着年份的推移，涵养水源的总价值一直降低，1993年、1997年、2001年、2005年和2006年的涵养水源价值分别是5.20亿元、4.95亿元、4.59亿元、3.89亿元和3.88亿元，详见表3.10及图3.10。

表3.10　东莞市1988—2006年各生态系统涵养水源价值

续表

图3.10　东莞市1988—2006年各生态系统涵养水源价值

从各生态系统的比较而言，各年份中农田生态系统的涵养水源功能价值最高，主要是因为农田生态系统的透水面面积比例较高，而且在1988年、1993年，农田生态系统的面积占绝对优势，因此其涵养水源量最大，其价值也相应最高；而在1997年、2001年、2005年、2006年，虽然农田大量流失，但由于其面积较大，农田生态系统的总涵养水源价值则仍然较高；而城镇生态系统的植被盖度非常低，透水面的面积比例非常小，其单位面积的涵养水源服务价值较低，但由于城镇生态系统的面积较大，因此其对东莞市涵养水源服务价值具有较大贡献，2006年城镇生态系统的涵养水源服务价值是0.67亿元。

3.废物处理功能

(1)废除处理物质量

植被净化空气污染的功能主要是能吸收二氧化硫、氟化氢、氯气、二氧化碳、氮气、汞蒸气、铅蒸气，以及乙烯、苯、醛、酮等有害气体。二氧化硫在有害气体中数量最多、分布最广、危害最大。树木对二氧化硫具有一定程度的抵抗能力，并且以其独特的光合作用生理功能，通过叶片上的气孔和枝条上的皮孔吸收和转化二氧化硫等有害物质，在体内通过氧化还原为无毒物质，即降解作用；或积累于某一器官内，或由根系排出体外。森林等绿色植物对于大气污染物质的这种吸收、降解、积累和迁移，正是它对大气污染的净化作用。由于东莞市的工厂非常多，发达的制造业造成大量二氧化硫以及粉尘的产生，因此，结合东莞市实际情况，本研究重点讨论植被吸收二氧化硫与滞留粉尘两项服务功能。

用货币衡量植被净化环境功能的服务价值，并非植被实际吸收的废物量进行评估，而是评估植被对污染物的最大净化能力。根据李金昌等研究，植被吸收二氧化硫和粉尘的最大能力是：阔叶林吸收SO2的能力为88.65kg·hm-2·a-1，针叶林吸收SO2的能力为215.60kg·hm-2·a-1，平均吸收能力为152.13kg·hm-2·a-1；针叶林的滞尘能力为33.2t·hm-2·a-1，阔叶林的滞尘能力为10.11t·hm-2·a-1，平均值为21.65t·hm-2·a-1。由于东莞市林地主要为阔叶林类型，针叶林、混交林面积较小，因此，本研究取阔叶林的各项指数作计量。

水环境容量是指在水体使用功能不受破坏的条件下，水体受纳污染物的最大数量。其通常指在水资源利用区域内，按给定的水质目标和设计水量、水质条件的情况下，水体所能容纳污染物的最大量称为水环境容量。水体在受纳一定限度的污染源强时，能通过自身具有的存储、输移、降解或使污染物无害化的能力而自身净化，从而不影响水体的使用功能，“临界态”最大污染物量即为水环境容量，水质目标、设计水文条件、污染物特性是水环境容量的三大影响因素。水环境容量是水环境科学的一个基本理论，也是水环境管理中的一个重要的实际应用。水环境容量反映污染物在水体中的迁移转化和积存规律，即在特定功能条件下环境对污染物的承载能力。在实践中，环境容量是环境目标管理的基本依据，环境规划的主要约束条件，污染物总量控制的关键技术支持。

因此，计算东莞市水域生态系统对污染物的自净能力也具有重要意义，本研究将选取COD与氨氮两个指标作为重点讨论。

(2)植被吸收SO2、粉尘量计算

结合根据李金昌在《生态价值论》中森林净化环境污染价值量的计算方法，森林吸收废气量Q利用以下公式计算获得(李金昌，等，1999)：

Q＝q·Sa　(3-21)

q是森林吸收废气的能力系数，如果废气是二氧化硫，单位是kg/(a·hm-2)，如果废气是粉尘，单位是t·hm-2·a-1；Sa为森林面积，单位是hm-2；Q单位是kg/a或t/a。

于此，在遥感影像中，由于每个像元并不是完全被植被覆盖，计算每个像元吸收废气量需要考虑植被盖度，把式(3-21)转变为如下计算公式：

Qc＝Fv·q·Sc　(3-22)

式中，Qc为单个像元面积吸收废气量，Fv为有林地面积比例分数，用植被盖度表示，Sc为单个像元面积，q的物理意义同公式(3-21)。

计算东莞市植被吸二氧化硫与粉尘的总量如图3.11、图3.12所示，1988年到2006年植被吸收二氧化硫的能力一直在降低，1988年其最大能容纳2.37万吨二氧化硫；1993年，随着农田的大量流失，植被盖度降低，其吸收二氧化硫的最大能力为1.73万吨，比1988年降低了0.56万吨；1997年最多能吸收1.66万吨二氧化硫，2001年为1.24万吨，到了2006年，仅能吸收1.20万吨，将近是1988年水平的一半。植被吸收粉尘的能力较强，从1988年到2006年，虽然植被吸收粉尘的能力一直下降，但吸收能力的绝对量一直较大，1988年吸收量为337.44万吨，2006年其吸收量降低为171.40万吨。

图3.11　东莞市1988—2006年植被吸收二氧化硫量

图3.12　东莞市1988—2006年植被吸收粉尘量

(3)水体净化氨氮、COD计算

水体净化氨氮、COD的服务价值，是通过先计算出水体的环境容量，然后用一定货币衡量其服务价值。图3.13为东莞市1988—2006年净化COD空间分布，图3.14为1988—2006年净化氨氮空间分布。

图3.13　东莞市1988—2006年净化COD空间分布

对1988—2006年各年份水环境容量进行统计，东莞市各年份对COD与氨氮的最大净化能力见表3.11，1988年COD与氨氮的最大净化能力分别是1549350吨和165825吨；1993年水域生态系统面积有所增加，水环境容量也相应的有所增加，其中，COD最大净化量是1764675吨，氨氮是202950吨；1997年的净化能力达到最大，其中COD是1905750吨，氨氮是230175吨；从2001年到2006年，水环境容量开始减少，其中2006年COD的最大净化能力是1695375吨，而氨氮是190575吨。

图3.14　东莞市1988—2006年净化氨氮空间分布

表3.11　1988—2006年净化COD、氨氮量(单位：吨)

(4)废物处理服务价值

根据东莞市环境保护局于2003年编印的《排污费征收使用管理文件汇编》文件，废气排污费按照排污者排放污染物的种类、数量以污染当量计算征收，每一污染当量征收标准为0.6元，对于废水，每一污染当量征收标准为0.7元。由于环境污染征收费用是根据污染物当量数计算得到的，引入国家环保局使用的计算标准：

污染物当量值表中，二氧化硫的污染当量值是0.95kg，一般性粉尘污染当量值为4kg，化学需氧量当量值是1kg，氨氮的当量值是0.8kg，见表3.12。则通过公式(3-23)即可以计算出每类污染物的污染当量数，然后取二氧化硫与一半性粉尘的治理成本是每当量值0.6元，化学需氧量与氨氮为每当量0.7元，通过公式(3-23)计算出每类污染物的治理成本，也就是处理废物功能的服务价值。

表3.12　污染物当量值　(单位：kg)

V＝p·Qe　(3-24)

式中，Qe为污染物的污染当量数，p为每一污染当量征收的费用。

通过计算，得到东莞市废物处理功能服务价值，从表3.13中可以看出，废物处理服务功能的价值较高，从1988年到2006年，每年的服务价值保持在15亿元左右，水体净化氨氮、COD的服务价值是植物吸收二氧化硫、粉尘的服务价值10倍左右。1988年，水体净化污染物的服务价值为12.29亿元，单位面积服务价值是4964.57元；植物吸收废气的总服务价值是2.50亿元，单位面积服务价值是1011.16元/公顷；总价值是14.79亿元。1993年废物处理价值为15.96亿元，比1988年14.79亿元高1.17亿元，增加值来自于水体对污染物的净化功能，水体净化污染物的服务价值是14.13亿元；而植物吸收废气的服务价值有所降低，为1.83亿元。1997年总服务价值为1988—2006年中最高的一年，从第二章分析可以看出，1997年水域生态系统的面积最大，而单位面积水域生态系统的废物处理价值较高，因此其总服务价值也较高，超过17.10亿元，其中水体净化污染物的服务价值为15.34亿元，而植物吸收废气的服务价值近1.76亿元。2001年总服务价值有所降低，废物处理功能总价值是16.25亿元，其中水体净化污染物功能的价值是14.69亿元，植物吸收废气的价值是1.56亿元。2005年、2006年总服务价值进一步降低，但2006年略有增加，2006年废物处理功能总价值是14.90亿元，2005年则是14.85亿元。

表3.13　东莞市1988—2006年废物处理服务价值

4.气体调节功能

植物在为人类提供物质产品的同时，也在和大气进行着气体交换，调节大气的组分。生态系统气体调节功能包括大气调节和气候调节。气体调节功能主要指调节CO2/O2平衡，植被通过光合作用与大气交换CO2和O2，从而起到维持大气中CO2和O2的动态平衡、降低大气温室效应的作用。此外，大气中有少量CH4和N2O等温室气体。CH4的单分子增温潜势是CO2的20倍，是地球上仅次于CO2的重要温室气体，N2O也是不容忽视的温室气体，是影响气候变化的重要因素。由于研究手段及其基础研究不足，本研究将不考虑CH4和N2O。随着“全球变暖”问题越来越受到人们的关注，植物固定二氧化碳的功能也就越发受到人们的重视。此外，由于氧气是人类生存必不可少的物质，所以绿色植物通过光合作用释放氧气的功能就显得十分重要了。由于研究手段及其基础研究不足，以及根据本研究基于遥感和GIS技术的特点，本研究将主要讨论吸收二氧化碳与释放氧气的服务价值。

(1)植被固碳功能

植被的固碳功能，对于人类社会和整个动物界以及全球气候平衡，都具有重要意义。植物吸收空气中的二氧化碳，通过光合作用，生成葡萄糖等碳水化合物并释放氧气。其化学反应方程式为：

CO2(264g)＋H2O(108g)→C6H12O6(180g)＋O2(192g)→多糖(162g)　(3-25)

植物对维护大气中二氧化碳的稳定具有重要作用。因为二氧化碳是树木光合作用的主要原料，是构成树木以及各种果实生长的物质基础。这是由于树木的叶绿素可以吸收空气中的二氧化碳和水，并将其转化为葡萄糖等碳水化合物，将光能转化为生物能储存起来，同时放出氧气。植物种类不同，吸收二氧化碳的能力也不同。

计算某地区生态系统的固碳能力，其基本思想是：通过计算某时间段内某范围内植被合成的有机物质含量，然后通过光合作用方程式建立有机物质与吸收二氧化碳的关系，即可以计算出某时间段内某地区植物固定的碳量。而某时间段内(比如一年)有机物质与NPP有2.2倍关系，因此，我们可以通过NPP与固定碳元素建立如下方程式(陈明辉，等，2012)：

Wco2j＝NPPj×1.63×2.2　(3-26)

Wcj＝Wco2j×0.27　(3-27)

式中，Wco2j表示某生态系统单位面积固定的二氧化碳质量，Wcj表示某生态系统单位面积固定的碳元素质量，NPPj表示第j类生态系统的NPP，1.63表示植物每产生1g有机物质需要1.63g CO2，0.27表示每单位的二氧化碳含有0.27个单位的碳元素，2.2表示每克干物质对应2.2克有机物质。

在ArcGIS环境下，以NPP数据层为原始计算数据，通过公式(3-26)即可以计算出单位面积植被吸收二氧化碳量。从图3.15中可以看出，各年的吸收二氧化碳空间分布变化剧烈，这与植被盖度的时空变化直接相关。1988年，东莞市各生态系统吸收二氧化碳3646361.47t，其中，果园生态系统与农田生态系统的贡献较大，分别吸收了1484865.01t和1288660.28t二氧化碳，森林生态系系统吸收了856441.00t二氧化碳，而水域与城镇生态系统吸收的二氧化碳非常少，它们分别吸收了8901.67t与7493.50t二氧化碳。1993年东莞各生态系统吸收固定了3433468.32t二氧化碳，果园生态系统仍然贡献最大，吸收固定了1565110.20t二氧化碳，比1988年稍有增加，这主要是因为1993年植被长势，比1988年单位面积吸收二氧化碳能力有所增强，农田生态系统由于流失较快，使得其吸收固定二氧化碳总量有所降低，降低为997558.41t，森林生态系统单位面积吸收固定二氧化碳的虽然有所增加，但总量略有降低。

1997年东莞市各生态系统吸收固定的二氧化碳总量是2727447.67t，见表3.14，相对于1993年的3433468.23t降低较快，这主要是农田流失太快造成的。2001年各生态系统吸收固定二氧化碳总量是2446155.29t，比2001年的吸收固定量有所降低，果园生态系统与农田生态系统吸收固定二氧化碳总量都在不同程度上有所减少，其中果园生态系统吸收固定二氧化碳的质量为998234.94t，农田生态系统系数固定量为630081.38t，但森林生态系统吸收固定的二氧化碳总量有所增加，由原来的784265.43t增加到800350.05t。2006年各生态系统吸收固定二氧化碳的总量是2342021.57t，比2005年的吸收固定量有较多增加，主要是果园生态系统与森林生态系统的增加较多，其中，果园生态系统吸收固定二氧化碳量由2005年的725540.34t增加到2006年的885490.63t，森林生态系统吸收固定二氧化碳量从827002.33t增加到942328.82t；城镇生态系统吸收固定二氧化碳的能力虽然较差，仅为23.22t/km2，但其总量为24178.49t，是1988年城镇生态系统的3倍多。

图3.15　1988—2006年植被吸收二氧化碳量空间分布

表3.14　1988—2006年东莞市各生态系统吸收固定二氧化碳变化

(2)植被释氧功能

氧气是人类和所有动物生存不可缺的物质。氧气是空气的重要组分之一，在标准状态下，按体积计算，氧气占空气的20.95%。人需要呼吸空气以维持生命，一个成年人每天呼吸空气约两万多次，吸入空气量达15～20m3，约为每天所需食物和饮水质量的10倍。如果说，一个人在5周内不吃饭或者5小时内不饮水尚能生存的话，那么呼吸空气仅仅断绝5分钟就会死亡。这是因为：空气中的氧气是维持生命的物质。在医院里随处可见对危重病人输氧气，在污染严重的城市里售卖罐装氧气，现在城市里开设“氧巴”的店铺也日渐增多。至于人们喜欢到树密林丰、花团锦簇、山清水秀的森林、公园、郊外去休闲、游憩、锻炼，也主要是因为这些地方有足够的新鲜氧气供人享用。

森林、果园、农田等绿色植物是影响氧元素在自然界循环的一个重要环节。在植物的干重中，氧元素占有42%，有人估计，地球上60%以上的氧气来自陆地上的森林等。前已述及，森林等绿色植物在光合作用下吸收二氧化碳和水，合成葡萄糖等碳水化合物，同时释放氧气。所以，有人称绿色植物是氧气的“天然制造厂”。正因为如此，关于植被制氧功能服务价值的计量，历来受到人们的重视，也是生态资产的重要组分。

由植被光合作用方程式(3-25)可知，光合作用每合成1g有机物质，将释放1.19g氧气。因此，使用计算二氧化碳吸收固定量的方法，只要计算出植被的净第一性生产力(NPP)，就可以得出植被每年释放氧气的质量。因此，植被释氧物质量的计算模型如式(3-28)所示，2.2表示每克干物质(NPP)对应2.2克有机物质，是第j种生态系统的NPP。

在ArcGIS环境下，对东莞市1988年、1993年、1997年、2001年、2005年和2006年各生态系统释放氧气能力进行计算(见表3.15)，其空间分布与NPP的空间分布趋势一致，如图3.16所示，这主要是因为NPP是直接决定氧气的释放量。同时，对各年份各生态系统释放氧气的质量进行统计。

表3.15　1988—2006年东莞市各生态系统释放氧气变化

图3.16　1988—2006年植被释放氧气量空间分布

1988年东莞市各生态系统释放氧气的总量为2662066.30t，其中果园生态系统释放氧气的质量是1084042.03t，单位面积果园生态系统释放氧气的能力是1739.06t/km2，与森林生态系统释放能力相差较小，单位面积森林生态系统释放氧气能力是1718.42t/km2，其释放氧气的总量为625254.17t；农田生态系统释放氧气的能力比森林生态系统和果园生态系统的释放能力要差很多，1988年每平方千米农田生态系统释放氧气的质量是840.54t，但由于农田生态系统的面积较大，因此其释放的总量较大，为940800.61t；而水域与城镇生态系统，由于低植被覆盖度，使得其单位面积释放氧气量与释放总量都较低，如水域生态系统释放氧气的总量是6498.76t，城镇生态系统释放氧气的总量是5470.71t。1993年各生态系统共产生氧气2506641.25t，比1993年略有减少，主要是农田生态系统与森林生态系统的释氧量降低，森林生态系统的释氧量是614064.93t，农田生态系统的释氧量是728278.49t，而果园生态系统、城镇生态系统与水域生态系统的释氧量在不同程度上有所增加，果园生态系统的释氧量为1142625.92t，城镇生态系统的释氧量为12145.54t，水域生态系统的释氧量为9526.37t。1997年各生态系统产生氧气1991203.17t，相比1993年减速较快，特别是农田生态系统与果园生态系统产生氧气量降低最多，农田生态系统产生的氧气量是513421.15t，果园生态系统产生的氧气量是869027.99t。2001年东莞市各生态系统释放氧气量为1785842.58t，农田生态系统产生氧气量进一步减少，仅459997.84t；果园生态系统与农田生态系统产生的氧气量较多，分别是728772.40t与584304.36t；而城镇生态系统和水域生态系统也有一定的贡献，分别产生了7704.55t与5063.43t氧气。2005年较之2001年，产生的氧气量较快，各生态系统产生的氧气总量为1489049.20t，森林生态系统贡献最多，其产生的氧气量为603762.15t；果园生态系统产生的氧气量次之，为529688.71t；而农田生态系统产生的氧气量仅为331477.88t，比2001年减少较多。2006年各生态系统产生的氧气量为1709818.61t，其中果园生态系统产生的氧气为646462.17t，森林生态系统产生的氧气量为687957.52t，农田生态系统产生的氧气量为353497.89t。

(3)气体调节功能价值

气体调节功能的价值估算包括两部分：①吸收固定二氧化碳价值的计算；②释放氧气服务功能的价值计算。然后把上述两个服务价值相加，即得到气体调节功能的价值。

固定二氧化碳的服务价值根据瑞典碳税法计算得到，碳税法是一种由多个国家制定的旨在削减温室气体排放税收制度，就是对二氧化碳的排放进行收费来确定二氧化碳排放损失价值的方法。目前世界上有多种不同的碳税率，但是，国际上通常用瑞典碳税率150美元/吨(碳)。在《中国生物多样性国情研究报告》中也使用了这个碳税率，折合人民币为1291元/吨(碳)，本研究根据瑞典碳税率，结合2006年美元兑人民币的汇率，见表3.16，折算成人民币为1267.51元/吨(碳)，并以2006年的碳税率计算1988年、1993年、1997年、2001年、2005年和2006年度气体调节功能的价值。由于碳税法是将每吨碳元素征收150美元，因此，先把上文计算出的二氧化碳折算为等效的碳元素质量，一克二氧化碳相当于0.27克碳元素，因此通过式(3-27)先计算出碳元素的质量，然后以1267.51元/吨直接与质量相乘，即能得到东莞市各年份的固定二氧化碳价值。

释放氧气服务功能价值计算的思想是，植物通过光合作用每释放一吨氧气的价值，等效于工业制氧法的成本价。基于这一思想，计算出的释放氧气物质量，与工业制氧成本直接相乘，即可以得到释放氧气功能的价值。本研究使用工业制氧成本是400元/吨(氧)。图3.17为东莞市1988—2006年气体调节服务价值空间分布图，具体的气体调节服务价值变化详见表3.17。

表3.16　2000—2006年人民币对美元年平均汇价(中间价)

续表

图3.17　东莞市1988—2006年气体调节服务价值空间分布

表3.17　东莞市1988—2006年气体调节服务价值变化

1988年各生态系统气体调节功能服务价值是22.81亿元，整个东莞市域范围内，单位面积气体调节功能服务价值是9215.93元/公顷。较高的单位面积服务价值主要分布在东莞东部和南部的森林生态系统、中部的果园生态系统以及西部的农田生态系统，而西北部的城镇生态系统以及水乡片区的广大水域生态系统，其气体调节功能价值较低。其中，城镇生态系统单位面积服务价值是470.45元/公顷，总服务价值是0.05亿元；水域生态系统单位面积服务价值是206.35元/公顷，总服务价值是0.06亿元；农田生态系统单位面积服务价值是7201.34元/公顷，总服务价值是8.06亿元；森林生态系统单位面积价值是14722.60元/公顷，总服务价值是5.36亿元；果园生态系统单位面积价值是14899.40元/公顷，总服务价值是9.29亿元。由此可以看出，果园生态系统与森林生态系统气体调节功能的单位面积价值比农田生态系统的要高，主要是因为森林、果园生态系统以乔木的形式存在，其植被的生物量比农田的要多得多，因此其光合作用的强度比农田要大，从而使其吸收二氧化碳与释放氧气的能力都大于农田生态系统。

1993年东莞市各生态系统气体调节功能服务价值总量是21.48亿元，单位面积价值是8676.50元/公顷，相对于1988年略有降低。果园生态系统的气体调节功能服务价值为9.79亿元，比1988年的9.29亿元高0.70亿元，主要是因为单位面积价值提高较多，由原来的14899.40元/公顷增加到16952.40元/公顷；农田生态系统的服务价值位居果园生态系统之后，其服务价值为6.24亿元，单位面积服务价值是8499.73元/公顷；森林生态系统的气体调节服务价值是5.26亿元，单位面积服务价值为15805.50元/公顷，其总量与1988年差不多；城镇生态系统和水域生态系统对整个东莞市的气体调节功能服务价值贡献较少，分别贡献了0.10亿元与0.08亿元。

从图3.17可看出，1997年东莞市气体调节功能价值的空间分布极不均衡，东部、中部高，而西北部与西南部低，高值主要分布在大型林场与果园、农田。而城镇与水域的价值较低。1997年东莞市气体调节功能服务价值是17.06亿元，较之1988年和1993年，降低较快，其中果园生态系统和农田生态系统的服务价值降低最快，果园生态系统的服务价值为7.45亿元，比1993年少了2.34亿元；农田生态系统由1993年的6.24亿元减少为4.40亿元；而森林生态系统降幅较少，其服务价值为4.91亿元，比1993年仅减少了0.35亿元。

2001年东莞市各生态系统的气体调节功能价值是15.30亿元，单位面积服务价值是6178.73元/公顷。果园生态系统的贡献最大，其服务价值是6.24亿元，单位面积服务价值是14178.70元/公顷，比1997年略有增加；而森林生态系统的单位面积服务价值稍有减少，由原来的13416.80元/公顷减少为13381.00元/公顷，2001年森林生态系统的气体调节功能总价值是5.01亿元；农田生态系统的气体调节功能价值是3.94亿元，单位面积服务价值为6667.02元/公顷，比1997年有所减少，总量的减少主要是农田流失造成的。

2005年东莞市气体调节功能服务价值是12.76亿元，2006年为14.65亿元，从2005年到2006年，虽然仅隔一年，但由于2006年降水较为丰富，使得其气体调节功能增强。2006年果园生态系统单位面积服务价值是16254.00元/公顷，比以往任何年份的都要高，其服务价值总量是5.54亿元；森林生态系统的气体调节服务总价值是5.89亿元，高于以往任何一年份，一方面由于森林生态系统的面积变化非常少，面积变化对服务价值影响非常小；另一方面由于单位面积的森林生态系统服务功能增强，使得其单位面积服务价值异常的高，在2006年其单位面服务价值是15981.60元/公顷；虽然农田生态系统单位面积的气体调节功能价值增高，为7710.59元/公顷，但由于农田生态系统由于流失较为严重，使得其服务价值并不高，为3.03亿元。

5.营养物质循环功能

营养物质循环与储存以生态系统的净第一性生产力为基础，先估算其重要营养物质氮、磷、钾在生态系统中的年吸收量，再把氮、磷、钾折合为相当量的氮肥(尿素)、磷肥(过磷酸钙)、钾肥(氯化钾)，以氮肥、磷肥和钾肥的价格与相当的物质量相乘即可得到营养物质循环服务价值。(www.xing528.com)

(1)营养物质循环物质量

植被类型不同，各器官营养元素的百分含量不一样。植物是地球上物质循环的最重要的环节，它们从其生境中吸收各种营养元素，经过体内各种生理、生化作用转化建成植物体，然后通过凋落物和雨水的淋溶返回环境中，形成森林群落营养元素的循环。群落的生物循环包括群落养分的积累、吸收、存留、归还等。群落养分的积累量取决于两个因子，一个是群落的生物量，另一个是群落植物营养元素的含量。

对于某一年的植物营养物质循环物质量计算，可通过NPP计算合成的有机物质，然后将植被各器官的N、P、K含量以及植被各器官的NPP相乘，即得到植被各器官的N、P、K循环量。营养物质循环功能的物质量计算公式可以用下面模型实现：

Wi(i＝1，2，3)分别表示植被中N、P、K三元素的物质量；k为系数，其值取2.2，表示NPP与有机物质之间的关系，一克碳元素(NPP)相当于2.2克有机物质；Pij表示(j＝1，2，3，4，分别表示树根、叶、枝、干)第j种器官i元素的含量。

图3.18　针阔混交林干生物量与乔木生物量关系

根据广东省林业调查规划院对东莞市的调查数据，对马尾松、桉树、荔枝树、速相思、针阔混交林、针叶林、阔叶林等林木进行了生物量调查，主要的调查项目有：林地总生物量、乔木生物量、干生物量、枝生物量、叶生物量、根生物量、草本生物量、灌木生物量、下木生物量等，根据东莞实际遥感影像分类数据情况，选取荔枝树(果园生态系统典型的植被类型)、香蕉树(农田生态系统典型的植被类型)、针阔混交林(森林生态系统典型的植被类型)三种类型的生物量进行统计分析，以求取不同树种各器官间的关系，以下以荔枝树为例说明求算果园生态系统的营养物质循环功能。从原始的319块园地调查数据中，有园地生物量、乔木生物量、干生物量、枝生物量、叶生物量、根生物量等项目，果园生态系统中含有少数灌草植物，但其含量非常小，果园生态系统主要有乔木组成，因此，把果园生态系统认为是纯乔木组成的生态系统，以方便计算，分别统计乔木生物量与干生物量、乔木生物量与叶生物量、乔木生物量与根生物量、乔木生物量与枝生物量之间的关系，发现它们之间都具有非常高的相关性，相关系数的平方都高达0.97以上，如图3.18～图3.28所示。因此，我们可以通过果园生态系统生物量来计算荔枝树各器官的生物量。由于NPP是植被净第一性生产力，它是植被生物量的一个净增量，因此，这些线性回归方程式里，用NPP来代替各生物量同样成立。基于这些回归方程式以及果园生态系统乔木各器官的N、P、K元素的含量来求算每年各像元内不同器官固定的N、P、K元素的含量。

图3.19　针阔混交林枝生物量与乔木生物量关系

图3.20　针阔混交林叶生物量与乔木生物量关系

图3.21　针阔混交林根生物量与乔木生物量关系

图3.22　荔枝树干生物量与乔木生物量关系

图3.23　荔枝树枝生物量与乔木生物量关系

图3.24　荔枝树叶生物量与乔木生物量关系

图3.25　荔枝树根生物量与乔木生物量关系

图3.26　香蕉树根生物量与乔木生物量关系

图3.27　香蕉树干生物量与乔木生物量关系

图3.28　香蕉树叶/枝生物量与乔木生物量关系

表3.18　东莞市部分植被N、P、K含量　(单位：g/kg)

把植被各器官N、P、K元素含量和NPP数据结合，通过公式(3-29)即可以计算出营养物质循环物质量，并根据尿素、过磷酸钙、氯化钾的折纯率，把营养物质循环的物质量换算为等效的尿素、过磷酸钙和氯化钾，其中尿素、过磷酸钙和氯化钾的折纯率分别是46%、17%和55%。从表中可看出，1988—2006年东莞市营养物质循环功能有逐渐减弱的趋势，1988年，东莞市植被吸收固定氮元素的能力是73.04kg/hm2，折合为等效的尿素是158.78kg/hm2，吸收固定磷元素的能力是4.82kg/hm2，折合为过磷酸钙是28.35kg/hm2，由于植被各器官的磷元素含量比较低，因此其吸收固定的磷元素含量并不高，吸收固定钾元素的能力是41.79kg/hm2，折合为氯化钾是75.98kg/hm2。1993年，随着城市扩张以及农田生态系统向水域生态系统的转换，使东莞市植被盖度降低，因此，其营养物质循环功能也有所降低，如氮元素的吸收固定能力是68.77kg/hm2，磷元素是4.54kg/hm2，钾元素是39.34kg/hm2，折合为尿素、过磷酸钙与氯化钾分别是149.50kg/hm2、26.71kg/hm2和71.53kg/hm2。1997年较之1993年的营养物质循环功能进一步减弱，氮元素的吸收固定能力为54.63kg/hm2，磷元素的吸收固定能力是3.60kg/hm2，钾元素是31.25kg/hm2，折合为尿素、过磷酸钙和氯化钾分别是118.76kg/hm2、21.18kg/hm2和56.82kg/hm2。到了2006年，由于东莞市城市化的发展，建设用地侵占了大量的农田与果园，东莞市植被盖度进一步降低，但由于2006年降水丰富，植被长势较好，单位面积的植被产生更多的有机物质，从而吸收固定更多氮、磷、钾元素，氮元素的吸收固定能力是46.89kg/hm2，磷元素是3.09kg/hm2，钾元素是26.82kg/hm2，折算为尿素、过磷酸钙和氯化钾分别是101.93kg/hm2、18.18kg/hm2和48.76kg/hm2，见表3.19。

表3.19　1988—2006年东莞市营养物质循环能力　(单位：kg/hm2)

统计计算出1988—2006年东莞市营养物质循环功能吸收固定的氮元素、磷元素、钾元素总量见表3.20，随着年份的推移，东莞市生态系统吸收固定营养元素的总量逐年减少，但2005年到2006年略有增加。1988年吸收固定的氮元素、磷元素、钾元素总量分别是18077.40吨、1192.95吨、10343.03吨，相当于固定了尿素39298.70吨、过磷酸钙7017.35吨、氯化钾18805.50吨；1993年吸收固定的各营养元素比1988年的总量略有减少，其中，氮元素的固定量为17020.56吨、磷元素为1123.65吨、钾元素为9736.65吨，折合为尿素37001.25吨、过磷酸钙6609.71吨、氯化钾17703.00吨；1993年到1997年营养物质循环功能吸收固定的氮、磷、钾元素降低较快，氮元素降低为13520.93吨，比1993年减少3000多吨，磷元素的吸收固定量是891.00吨，钾元素是7734.38吨；1997年到2005年，营养物质循环功能吸收的氮、磷、钾元素量减少较为缓慢，但2006年比2005年稍有增加，如氮元素的吸收量由2005年的10107.90吨增加到2006年的11605.28吨，磷元素吸收固定量由2005年的665.78吨增加为2006年的764.78吨，增加了将近100吨磷元素，钾元素由2005年的5781.60吨增加到2006年的6637.95吨，具体变化情况如图3.29、图3.30、图3.31所示。

表3.20　1988—2006年东莞市营养物质循环量　(单位：吨)

图3.29　1988—2006年东莞市氮元素固定量变化

图3.30　1988—2006年东莞市磷元素固定量变化

图3.31　1988—2006年东莞市钾元素固定量变化

(2)营养物质循环价值量

使用市场价值法，用等效的氮肥(尿素)、磷肥(过磷酸钙)和钾肥(氯化钾)的价格来计算营养物质循环功能服务价值。使用2006年尿素、过磷酸钙和氯化钾的平均价格，它们的价格分别是1737.7元/吨、516.2元/吨和1798.1元/吨(数据来自《中国物价年鉴》)，使用上文计算出的营养物质循环量折算出的尿素、过磷酸钙和氯化钾的物质量与相应的价格相乘，分别得到尿素、过磷酸钙、氯化钾的价值量，最后把三个部分的价值进行叠加运算，即可以得到营养物质循环功能的价值，基于像元的营养物质循环功能服务价值空间分布如图3.32所示。

由图3.32可知，东莞市1988年单位面积营养物质循环功能服务价值是427元/公顷，总价值是105723836元。从空间分布来看，高值区主要分布在东莞市东部的林场中部的广大农田与果园以及西部水乡片区的农田生态系统中，而以莞城为中心的城区、西部片区的水域等地的价值量则非常低。1993年东莞市单位面积营养物质循环功能服务价值是402元/公顷，总服务价值是99538847元，较1988年有所降低，降低的区域主要分布在东莞市西北部以及西南部的经济飞速发展区镇，这些区镇的植被覆盖度较低，植物营养物质循环功能较差，因此其服务价值也低。1997年东莞市营养物质循环功能单位面积价值量是319元/公顷，总服务价值是79066524元，东部出现了新的低值片区，主要是城市扩张侵占了大量的农田与果园造成的，西部的经济发展更为迅速，城市化发展导致更多的植被被破坏，从而使营养物质循环功能降低较快，表现为较低的服务价值。2001年东莞市植被营养物质循环功能价值量较高值主要分布在东莞市西北部、中南部以及东部的林场，其他地方较低，其单位面积服务价值是286元/公顷，总服务价值是70883207元。2006年东莞市营养物质循环功能单位面积价值量是274元/公顷，总服务价值是67862368元，比2005年高些，主要是因为2006年降水丰富，植物长势较好，营养物质循环功能更强，1988—2006年东莞市营养物质循环价值量见表3.21。

图3.32　1988—2006年东莞市营养物质循环服务价值空间分布

表3.21　1988—2006年东莞市营养物质循环价值量　(单位：元)

续表

6.保土育肥功能

保土功能价值V主要包括以下几个方面：一是减少表土损失的价值V1，二是减少养分损失的价值V2，三是减少淤积损失的价值V3，由于损失的表土会流入河流湖泊水库等并淤积下来，因此减少表土损失与淤积泥沙的价值有很多是重复的，如果既计算减少表土损失的价值，又计算减少河流水库湖泊中淤泥的价值，将会夸大水土保持的价值，因此本研究主要计算减少表土损失的保土价值V1与减少养分流失的育肥价值V2。近30年来，国内外有关专家对保土价值的计量进行了多方面的研究，提出了很多模式，主要方法有潜在土壤侵蚀损失法、替代工程法、经济效益法、综合费用效益法等。本研究选取潜在土壤侵蚀损失法对东莞市保持水土功能价值进行评估。潜在土壤侵蚀损失法是国家环境保护总局南京环科所《中国生物多样性国家报告》编写组采用的方法。森林的保土量等于潜在土壤侵蚀量与现实土壤侵蚀量之差值。在具体计算的时候，将根据现有数据的特点(比如Landsat TM遥感数据，DEM数据等)，使用肖寒、欧阳志云等人在海南省潜在土壤侵蚀量的计算方法进行计算。

计算水土保持服务价值的第一步，是要先计算出在没有水土保护措施情况下的潜在土壤侵蚀量与现实土壤侵蚀量，然后把前者减去后者，即得到土壤保持量，然后确定计算价值量的方法，对保土育肥服务功能价值进行评估。

(1)现实土壤侵蚀量

从20世纪70年代，美国通用土壤侵蚀方程引进我国以后，一些研究者陆续以通用土壤方程为原型，参考或直接利用RUSLE的基本形式，根据各自不同研究地区的实际观测资料进行相应的修正和修改，建立了若干地区性降雨土壤流失预报方程，然后计算坡面和流域土壤流失量。国家环保局和水利部也把美国通用土壤侵蚀方程作为评价区域土壤侵蚀的方法之一，因此，本研究将采用RUSLE模型来评估东莞市土壤侵蚀。通用土壤流失方程式(Kautza，et al，1995；李凤，等，1997；刘耀林，等，2006；陈明辉，等，2012)：

A1＝R×K×L×S×C×P　(3-30)

式中，A1代表土壤侵蚀模数，单位是t/(hm2·a)；R为降雨侵蚀力因子，单位是MJ·mm/(hm2·h·a)；K为土壤可蚀性因子，单位是t·h/(MJ·mm)；L为坡长因子，无量纲；S为坡度因子，无量纲；C为作物经营管理因子，无量纲；P为土壤侵蚀控制措施因子，无量纲。其中C，P是侵蚀动力的抑制因子，起着水土保持的作用。在考虑人类活动的情况下，各因素影响水土流失敏感性的方式是不同的。降水侵蚀力(R)、土壤质地因子(K)和坡度坡向因子(L·S)与人类活动的关系不大，纯粹是自然力所控制的，反映了自然的作用过程。地表覆盖因子(C)主要是由土地利用类型以及植被覆盖度决定的。在目前情况下，植被的分布是自然因素和人类活动共同作用的产物，而P因子则为人为管理因子，受到人为因素影响。RUSLE模型计算土壤侵蚀过程如图3.33所示。

图3.33　土壤侵蚀计算过程

1)降雨侵蚀力因子R

降雨侵蚀力主要衡量雨滴冲击的动能，反映降雨这一气候因素对土壤侵蚀的潜在作用能力。它是一项评价降雨引起的土壤分离和搬运的动力指标，是降水的物理性质函数，也是引起土壤侵蚀产沙的主要动力因素。由于降雨资料难以获得，一般利用气象站整编降雨资料评估计算降雨侵蚀力，常用年平均雨量、月平均雨量、逐年年雨量、逐年月雨量及逐年日雨量5种代表性雨量资料估算降雨侵蚀力。对于降雨，降雨侵蚀因子R可以采用Wischmeier经验公式(Wischmeier，1978；闫业超，2003)计算：

式中，P为多年平均降雨量(mm)；Pi为多年月平均降雨量(mm)；本研究使用1985年到2006年22个年份的降雨数据，详见表3.22。

表3.22　东莞市气象台1985—2006年逐月降雨量气象资料表　(单位：mm)

续表

由于本研究调查到的数据只有整个东莞市域范围内的年降雨量与月降雨量数据，因此，把东莞市气象站接收的降雨数据输入公式(3-31)计算，得到东莞市降雨侵蚀因子为345MJ·mm/(hm2·h·a)，然后把该值直接赋在每个像元上，即得到东莞市降雨侵蚀因子的分布，见表3.23。

表3.23　东莞市降雨侵蚀因子R分布情况

2)土壤可蚀性因子K

土壤可蚀性因子K值反映土壤被降雨侵蚀力分离、冲蚀和搬运的难易程度，作为对某一特定土壤固有可蚀性程度的定量描述，是土壤侵蚀预报模型中的关键参数，指标准小区在单位降雨侵蚀力指标下的土壤侵蚀量，一般通过小区试验测定。

K值的大小主要受土壤质地、土壤结构状况、土壤渗透性、有机质百分含量等因素的影响。土壤颗粒粗、土壤结构良好、渗透性大和有机质百分含量高，土壤K因子值就低，反之则高。沙砾因其颗粒大，不易流失，因而它与土壤可蚀性呈极显著负相关；最易流失的土壤颗粒是粉粒，它与土壤可蚀性呈极显著正相关；有机质由于其能促进团聚体的发育与稳定，因而有机质与土壤可蚀性呈负相关。

对K值计算有很多种方法，比如Wishchmeier诺模图法(Shi ZH，et al，2004)、Romkens公式计算法(Romkens，et al，1987)和柯克比查表法(柯克比，1987)等。在国内大多数土壤专著中，都有土壤有机质和颗粒组成的测定数据，而很少有土壤结构系数和渗透级别的测定，因此用Wischmeier等人的可蚀性诺模图或公式很难确定土壤的可蚀性因子K。为了更准确量化水土流失对土壤的敏感程度，本研究引进Willianm等人建立的EPIC模型(Williams，等，1984；贾慧聪，等，2011；范兰，等，2012)，该模型仅需要土壤有机碳和土壤颗粒含量数据即可以计算出K值。其模型是：

式中，SAN是砂粒含量，SIL为粉粒含量，CLA为黏粒含量，C是有机碳含量。

本研究中原始的土壤数据有广东省第二次土壤普查分布图，含有59种土壤类型，并且有土壤的物理与化学性质。通过K值计算公式求取不同土壤的K值分布情况见表3.24，由于篇幅原因，仅取部分数据。然后以东莞市行政边界为掩模，剪切出东莞市范围内的K值分布图，如图3.34所示。

表3.24　广东省部分土壤的K值分布

续表

图3.34　东莞市K因子分布

3)坡长因子L和坡度因子S

在通用土壤流失方程式中，坡长因子(Mccool，等，1989)和坡度因子(Mccool，等，1987)统称为地形因子，分别表示为L和S，把坡长定义为从地表径流的起点到坡度降低到足以发生沉积的位置或者径流进去一个规定渠道的入口处的距离。坡度是田面或部分坡面的坡度，通常用百分数来表示，在这里用的是正弦坡度百分数。把以标准小区长22.13m为基础，定义坡长因子(Wischmeier，等，1965；孔亚平，等，2008)为：

式中，x为坡长，单位是米；m为指数，其取值由以下条件决定(θ为正弦坡度)：

m＝0.5，θ≥5%；

m＝0.4，θ＜5%，但θ＞3%；

m＝0.3，θ≤3%，但θ≥1%；

m＝0.2，θ＜1%。

本研究利用下面方法计算x，即像元坡长。首先在ArcGIS的水文分析模块支持下，对DEM运算得出每一栅格水流的方向，8个方向分别用8个数字表示，如图3.35所示。

图3.35　栅格流向示意图

然后，利用以下公式计算像元坡长(李强，2008)：

式中，li为像元坡长；Di为沿径流方向每像元坡长的水平投影距(在栅格图像中，应该是两相邻像元中心距离，随方向而异)；θi为每个像元的坡度，i为自山脊像元至该待求像元的个数。像元代码为2、8、32、128的流向为对角线，如果栅格大小为d，则Di应视为1.414d；方向代码为1、4、16、64的像元流向为水平方向，Di应视为d，最后根据DEM和运算公式，在ArcGIS中完成栅格运算，得到栅格大小为28.5m的坡长因子。

土壤流失量与地面陡度或坡度影响呈抛物线关系，得到坡度因子的描述形式是(李强，2008；李东海，2008)：

式中，s为正弦坡度，以百分数表示。

在ArcGIS环境下，利用空间分析模块中Surface下的slope模型，对DEM数据即可以计算出每个像元的正弦坡度值，然后代入公式(3-35)得到坡度因子。图3.36、图3.37、图3.38分别为L因子、S因子、LS因子空间分布图。

4)作物经营管理因子C

作物管理因子即作物覆盖因子，它是在相同的土壤、坡度和相同的降雨条件下，某一特定作物或植被情况时的土壤流失量与一耕种过后连续休闲的土地土壤流失量的比值。这个因子包括植被、作物种植顺序、生产力水平、生长季长短、栽培措施、作物残余物管理、降雨分布等的相互作用。

图3.36　东莞市L因子空间分布图

图3.37　东莞市S因子空间分布图

美国从20世纪60年代开始系统估算作物覆盖因子，目前已确定了大量必要参数和计算机程序，可以快速计算美国范围内各种土地利用方式的C值。我国对农作物C值有一定的研究。部分地区和作物的C因子研究结果曾有报道。但还没有广为接受的C因子值或有关参数可以在土壤侵蚀治理和预报中应用。主要原因是方法不统一或较少考虑降雨季节分布模式的影响，尤其是作为计算C值的基准条件不统一。

图3.38　东莞市LS因子空间分布图

C值介于0和1之间，C值越大说明它所对应的土地利用方式的土壤侵蚀越严重。从国内外的研究看来，计算C因子的方法之一是根据定义用作物小区与裸露小区多年平均土壤流量比较计算C值。作物覆盖因子是由作物覆盖季节变化和侵蚀性降雨的季节分布共同决定的，用某种农作物各农作期降雨侵蚀力百分比作为权重，对各农作期土壤流失比率进行加权平均，就可以得到年平均作物覆盖因子值。农作期土壤流失比率(SLR)是计算作物覆盖因子的关键环节，它是一个农作期内耕种耕地与休闲地土壤流失量之比(李强，2008)。

根据广东省土地利用和土地覆盖类型的特点，参考美国土壤保持协会编写的《土壤侵蚀预报与控制》，不同覆盖类型的C值划分见表3.25。1988—2006年东莞市C因子空间分布如图3.39所示。

表3.25　不同土地利用/覆盖的C因子

图3.39　东莞市1988—2006年C因子空间分布

5)土壤侵蚀控制措施因子P

侵蚀控制措施因子P是采用专门措施后的土壤流失量与顺坡种植时的土壤流失量的比值，通常的侵蚀控制措施有等高耕作、修梯田等。

在实际计算时，本研究的P值参考M.J.柯克比得到的经验值，见表3.26。

表3.26　土壤侵蚀P因子分布

①现实土壤侵蚀计算：把计算出的R、C、K、P、L、S因子，在ArcGIS环境下通过叠加计算，即可以求算出东莞各个年份的土壤侵蚀模数，从各个年份的土壤侵蚀模数空间分布图(图3.40)看出，东莞市东部的樟木头林场、清溪林场、谢岗林场以及南部分的一些林场土壤侵蚀较为严重，这主要是因为林场的地势非常险峻，坡度大，虽然有植被存在，但是由于坡度大，土壤侵蚀较为严重；而西部以及中部的广大平原区，由于坡度非常小，接近于零，因此其土壤侵蚀较轻。

表3.27为统计出的1988年到2006年的侵蚀模数与侵蚀总量，1993年与1997年的侵蚀模数较高，分别达到855 t/(km2·a)和825 t/(km2·a)，土壤流失总量为2.12百万吨与2.04百万吨，之所以这两个年份土壤流失较多，主要是因为随着东莞市城市迅速扩张，这两个年份的开发用地较多，而开发用地的C因子为1，说明其土壤侵蚀强度大，因此其平均侵蚀模数自然也会增大，从而使得土壤流失较为严重；而1988年的土壤侵蚀模数仅为660 t/(km2·a)，这主要是因为1988年东莞市仍然处于农业经济为主的时期，植被盖度较高，因此其土壤侵蚀较轻；2001年、2005年、2006年三个年份的土壤侵蚀相差并不大，土壤侵蚀模数在742到774 t/(km2·a)之间，在1988—2006年18年间，处于中等水平，一方面是由于大量的农田、果园、水域等被开发为城乡用地，我们知道，城乡用地改变了下垫面性质，使原本透水的地面变为了不透水面，因此，其土壤侵蚀非常薄弱，甚至可以忽略，从而使整个东莞市的土壤侵蚀减少，另一方面由于大量的开发用地存在，使得土壤侵蚀又不会降低得太严重，因此整个东莞市的土壤流失量处于中等水平，2001年、2005年、2006年的土壤流失量分别是1.92百万吨、1.84百万吨和1.89百万吨。

表3.27　东莞市1988—2006年土壤侵蚀模数和土壤侵蚀量

②潜在土壤侵蚀量：潜在土壤侵蚀是指不考虑地表覆盖类型和土地管理措施的土壤侵蚀，在RUSLE模型中，它的定义是作物管理因子P与覆盖因子C都为1时，通过RUSLE模型计算出的就是潜在土壤侵蚀量。此时，通过土壤侵蚀通用方程式计算出来的侵蚀模数达到最大值。用公式表示潜在土壤侵蚀量是：

A2＝R·K·L·S　(3-36)

式中，A2是潜在土壤侵蚀量，R为降雨侵蚀因子，LS为地形因子，K为土壤质地因子，R、K、L、S等因子同前文。

③土壤保持量：土壤保持量是由潜在土壤侵蚀量直接减去现实土壤侵蚀量计算得到，用公式表示为：

A＝A2-A1＝R·K·L·S·(1-C·P)

图3.40　东莞市1988—2006年土壤侵蚀模数空间分布

式中，A是土壤保持量，也就是土壤的保有量，其单位是t/(hm2·a)，其他各因子的物理意义与公式(3-30)相同。

在遥感和GIS支持下，应用RUSLE模型计算出东莞市的土壤侵蚀情况见表3.28。可以看出，潜在土壤侵蚀模数与现实土壤侵蚀模数相差12倍以上，可知C、P两个因子的作用非常巨大。从土壤保持量来看，从1988年到2006年变化并不大，土壤保持量在25百万吨上下波动，最高值出现在1988年，其量为25.54百万吨，最低值出现在1993年，为23.57百万吨。

表3.28　东莞市1988—2006年土壤侵蚀模数和土壤侵蚀量

(2)保土育肥服务价值

保护土壤的价值由土壤保持量体现出来，对于保护土壤的价值衡量，有造林成本法、工程费用法等，本研究引用工程费用法评估保持土壤的价值，即假设流失的土壤全部流入水库中，使水库淤积而导致水库的储水功能丧失，因此可以用修建水库的造价成本估算减少土壤流失的价值。2005年，广东省修建1m3水库，需投资3.00元人民币，而土壤的平均密度是1.3g/cm3，用土壤保持量除以土壤平均密度得到土壤的体积，然后把土壤的体积与水库的造价成本相乘，即得到保护土壤的价值。

土壤含有丰富的N、P、K营养元素，营养元素随着土壤保持而保存下来，因此保土育肥功能之一是减少土壤养分损失的价值。本研究使用的广东省土壤数据(来自《广州地理所》)，有59个土种土类，以矢量格式存在，N、P、K等含量数据来自《广东土种志》，用东莞市的行政边界图裁剪得到东莞市的土壤类型分布图，东莞市土壤N、P、K的平均含量情况是：N是0.11%，P的平均值是0.09%，K是1.99%。然后把土壤矢量图栅格化到Landsat TM影像分辨率的尺度下，用土壤中的N、P、K百分比含量与土壤保持量相乘可以得到保持土壤肥力的物质量：

Wi＝A·Pi　(3-37)

式中，Wi(i＝1，2，3)是每个像元单位面积的N、P、K含量，单位是t/(hm2·a)，Pi为土壤中N、P、K的百分比含量，A为潜在土壤侵蚀模数，单位是t/(hm2·a)。

表3.29　广东省部分土种N、P、K含量分布

通过计算统计，东莞市因减少土壤侵蚀而保持下的土壤养分量较大。每年N元素保持量为29万吨多，P元素保持量为19万吨多，钾元素的保持量为490万吨左右，详见表3.30。由于在土壤中，K元素与N、P元素的百分比含量相差了一个数量级，因此保持的K元素总量要远高于N、P元素，如图3.41所示。

表3.30　东莞市1988—2006年N、P、K元素保持量

使用市场价值法，用等效的氮肥(尿素)、磷肥(过磷酸钙)和钾肥(氯化钾)的价格来计算减少土壤养分损失的价值。减少土壤养分损失的价值可以由下面公式计算：

图3.41　东莞市1988—2006年N、P、K营养元素保持量

式中，pi(i＝1，2，3)分别是尿素、过磷酸钙和氯化钾的价格，Mi分别是尿素、过磷酸钙和氯化钾三种肥料的折纯率，Wi是土壤中N、P、K元素的物质量。为了使各年份计算出的价值具有可比性，把价格统一在2006年的水平。从表3.31可看出，2006年尿素、过磷酸钙和氯化钾的价格分别是1737.7、516.2和1798.1元/吨；Mi(i＝1，2，3)分别是尿素、过磷酸钙和氯化钾折纯率，其值是46%、17%和55%。

表3.31　典型的氮肥、磷肥、钾肥价格

(注：以2002年为基准计算其他年份的价格。)

(3)保土育肥价值计算

通过本节第一第二部分内容分别计算出了保土物质量、价值量和减少养分损失的物质量、价值量，把两个服务功能的价值进行和运算，得到各年的保土育肥价值。每年的保土价值在18.6亿元左右，其中1988年保土育肥价值最高，总价值为18.77亿元，单位面积平均价值为7584.88元/公顷，保土育肥价值最低的为1993年，总量是18.43亿元，单位面积平均价值是7448.33元/公顷。对于组成保土育肥价值的两部分：保土价值和育肥价值，育肥价值比保土价值大20倍多，如1988年，东莞市育肥价值为17.96亿元，而保土价值仅0.82亿元，见表3.32。

表3.32　1988—2006年保土育肥价值变化情况

7.供水功能

水域生态系统(水库、河流、湖泊、基塘等)是储存水资源的天然容器，一方面满足人们生活最基本的用水需要，如提供自来水、饮用水等，另一方面为人们生产提供最基本的物质资料，如为工厂提供大量的工业用水，为农田提供灌溉用水，等等。由此可见，水库、河流、湖泊等为人类社会提供巨大的服务价值，因此，对于水资源丰富的东莞市，估算其供水功能具有非常重要的实际意义。

计算水域生态系统储存的水量，可以通过公式：储水量＝水面面积×水深深度计算得到。因此，计算储水量需要两个数据量，一个是水面面积，这个可以通过TM遥感影像的分类数据获取；另一个是水深深度，本研究收集到了东莞市主要河流的水深数据以及主要水库的库容数据。

从东莞市主要河流的水深空间分布图(图3.42)可以看出，水乡片区的河流平均水深比东部的河流较深。水乡片区的倒运海水道、赤滘水道、中堂水道、潢涌河等深度较大，它们的平均深度分别是6.90m、5.2m、5.32m和4.5m；虎门水道、狮子洋的比较宽阔的河流水深是4.5m；东引运河的水深是3.8m；而东部的石马河、雁田水、寒溪水等平均水深较低，它们分别是2m、2m、2.8m，详见表3.33。

表3.33　东莞市主要河流

续表

图3.42　东莞市主要河流深度空间分布

东莞市45个主要水库的库容空间分布图(图3.43)中同沙水库的库容最大，为6520×104m3；松木山水库次之，有5750×104m3；其他超过1000×104m3的水库有雁田水库(1780×104m3)、契爷石水库(1038×104m3)、茅輋水库(1160×104m3)、虾公岩水库(1080×104m3)、黄牛埔水库(1423×104m3)、横岗水库(3280×104m3)等，详见表3.34。

图3.43　东莞市主要水库库容空间分布图

表3.34　东莞市主要水库

续表

(1)计算水深

本研究已有河流水深数据，为了计算水库和基塘的水深，可以通过以下方法计算得到：①用每个水库的库容除以相应各个水库的面积，即得到水库的深度；②通过河流的水深数据以及河流的面积数据(来自TM遥感分类)计算出主要河流的储水量；③用东莞所有水域的储水量(来自《东莞水利志》)减去上述河流与水库的库容，得到余下水域(全部的基塘以及部分水库与河流)的储水量，然后以储水量除以余下水域的面积，即得到它们的平均深度。图3.44为东莞市1997年水系的深度空间分布图。由于数据的限制，本研究只能以每条河流、每个水库、每个基塘为对象计算出其平均深度，因此其水深与实际情况会有一定的差异。

图3.44　东莞市1997年水系的深度空间分布图

(2)计算储水量

在计算出水系深度的基础上，再可以用水深与面积相乘求算出东莞水域生态系统的储水量。图3.45为东莞水域生态系统的储水量空间分布，统计得出1988年总储水量为17.58亿立方米，1993年储水量为23.13亿立方米，1997年储水量为26.75亿立方米，2001年为24.80亿立方米，2005年为21.33亿立方米，2006年为19.91亿立方米，详见表3.35。

表3.35　1988—2006年东莞水系储水量

图3.45　1988—2006年东莞市水系单位面积储水量空间分布

(3)供水功能价值

水域生态系统为人类提供生活用水、工业用水、农田灌溉等，具有非常重要的价值，为了估算其供水功能的服务价值，往往用影子工程法来计算其服务价值，该影子工程法实际上是使用水库的修造成本来估算，国内现在常用的水库修建成本为0.67元/立方米库容。因此，估算出东莞市供水功能的价值见表3.36。东莞市供水功能总价值比较高，1988年到1997年，服务价值呈增加趋势，1988年供水功能服务价值是11.78亿元，1993年为15.50亿元，1997年达到最大，为17.92亿元；2001年比1997年有所降低，供水功能价值是16.61亿元，2005年为14.29亿元，而2006年为13.34亿元。之所以出现这种变化，主要是由东莞市水域生态系统面积变化造成的。供水功能的服务价值与水域生态系统面积的变化趋势一致。

表3.36　1988—2006年东莞市供水功能价值