基于台站研究，探讨生态系统服务流量研究进展

目前，关于生态系统服务及价值动态变化的相关研究大多集中在森林生态系统。Greedy等（2001），Brainnard等（2009），Maraseni等（2011），Ramlal等（2009）以及Bunker等（2005）评估森林生态系统在生命周期内的经济价值动态变化过程。李士美等（2010）研究了千烟洲人工林在年内生态系统服务及价值的动态变化过程。然而，关于不同生态系统某一种生态系统服务及价值动态变化过程对比研究很少。

1.2.2.1　碳汇服务

生态系统在碳固定和碳蓄积方面起着重要作用。根据联合国气候变化框架公约（United Nations Framework Convention on Climate Change，UNFCCC），“碳汇”指从大气中清除CO2的任何过程、活动或机制。从生态服务功能的视角来看，生态系统一方面能够将大气中的CO2固定成有机物，这一过程给人类带来的利益可以称之为碳固定价值。另一方面固定的碳以有机物形式储存或蓄积在生态系统中，这一蓄积或储存过程给人类带来的利益可以称为碳蓄积价值。把生态系统吸收、蓄积CO2的过程和机制定义为碳汇，那么碳固定价值和碳蓄积价值之和可被称为碳汇价值（谢高地等，2011）。生态系统碳汇服务是一个流量过程，即碳的固定和蓄积量及其价值随着时间呈现动态变化特征。掌握生态系统碳汇服务及价值的流量过程对于了解生态系统碳汇服务的机理具有重要意义，可以为制定可持续发展政策提供科学依据。

在现有生态系统碳汇价值评估中，大多数情况还并没有对碳固定和碳蓄积价值加以区分，实际上，碳固定和碳蓄积价值内涵是不同的。碳固定价值形成的来源是将大气中CO2固定成非温室气体形式的碳这一过程产生的。而碳蓄积价值产生的过程在于以有机物的形式存在某个空间，其价值的本质类似于碳库存储价值，作为表现形式的货币价格相当于把单位CO2以非温室气体形式存储在碳库中的存储价格，在度量时，时间特征十分明显，其显示的主要是单位时间单位非温室气体CO2碳库对人类产生的利益。

a.碳汇价值评估

目前，碳固定价值评估一般都在生态系统综合服务评估中作为气体调节的一部分来进行物理量和价值量的评估。气体调节服务是生态系统服务的重要类型之一（Costanza et al.，1997）。气体调节中的碳固定多是基于NPP进行计算的。根据光合作用和呼吸作用方程式推算得出：每形成1g干物质，可固定1.62g CO2，并释放1.20g O2。碳专项研究关注更多的是各种生态系统类型——森林、草地、农田和湿地生态系统碳蓄积量的研究上，评估各生态系统碳库的大小，这实际上是一种自然资产价值的评估。研究生态系统碳蓄积一般是从生物量开始的，采用的方法总体上可分为基于生物量和土壤调查的生物量清查法、以生理生态-微气象理论为基础的涡度相关法和模型估算法。生物量清查法是研究生态系统碳蓄积的经典方法，并在较长时间尺度（3～5年）上研究生态系统碳交换方面得到很好应用；涡度相关法可研究较短时间（时、日、月等）尺度内森林生态系统与大气间的碳交换量，是研究森林生态系统碳通量的过程与机制的国际通用研究方法；模型模拟法适于估算理想条件下的碳蓄积和碳通量，与遥感技术相结合，可估算大空间尺度上生态系统的碳蓄积和土地利用变化对碳蓄积的影响。

目前，国内外对如何计算森林生态系统碳固定与碳蓄积的经济价值争议很大，存在的主要方法有碳税法、造林成本法、变化的碳税法、温室效应损失法、排放许可的市场价格法、人工固定CO2成本法和避免损害费用法等。Pearce等（1996）对碳的固定成本进行了综述：按照1990年不变价格，碳的固定成本为5～125$/t C；按照2000年不变价格，碳的固定成本为6～160$/t C。2002年，英国政府经济服务部（UK Government Economic Service）和英国环境、食品及乡村事务部（Department for Environment，Food和Rural Affairs）推荐的碳价格为70£/t C（105$/t C），其价格上限和下限分别为140£/t C和35£/t C（Clarkson和Deyes，2002）。Tol等（2005）收集了103个碳价格，对其构建了“概率密度函数”，发现碳价格的众数为2$/t C，中位数为14$/t C，平均值为93$/t C，95百分位为350$/t C。据此，Tol（2005）认为CO2的边际损害成本不可能超过50$/t C。比较而言，国内对碳价格的研究较少，对森林生态系统碳固定和碳蓄积的经济价值计算多应用碳税法和造林成本法（王景升等，2007；肖寒等，2000；余新晓等，2005）。对于碳税率的标准，不同国家也存在显著差异，如瑞典政府提议碳税率以150$/t C为标准，挪威碳税率为227$/t C，美国碳税率仅为15$/t C。根据中国造林成本确定的固碳价格为273.3元/t C（侯元兆等，1995；余新晓等，2005）和260.90元/t C（中国生物多样性国情研究报告编写组，1997；赵同谦等，2004）。由于不同的价值化方法中碳价格的显著差异性，造成了森林生态系统碳固定和碳蓄积价值评估结果的巨大差异。此外，森林生态系统固碳价值是否应考虑边际价值也值得研究，有研究测算得出1991—2000年固碳的价格为20.4$/t C，2001—2010年为22.9$/t C，2011—2020年为25.4$/t C，2021—2030年为27.8$/t C（Sala和Paruelo，1997）。谢高地等（2011）在分析碳固定、碳蓄积价值形成原理的基础上，认为工业固碳成本法是一种较适宜的碳汇价值评估方法。

b.碳汇价值动态研究

碳汇服务动态过程同时在微观和宏观时间尺度上展现。目前，年尺度上的研究相对较多，且主要集中在国外；微观时间尺度上的研究较少，主要在国内。年尺度上的研究主要以树种的生命周期为研究时长，分析不同年份、不同组分（立木、枯枝落叶、土壤等）碳蓄积量的变化。比如，Creedy等（2001）研究了维多利亚汤姆逊流域活立木植被的木材生产、涵养水源和碳蓄积在不同生长年份的价值，分析了树木实现最优价值的生命周期。Brainnard等（2009）研究了英国的云杉和山毛榉种植后150年内活立木、地表枯枝落叶、土壤、木材制品、产品和制造过程中的碳通量，并以2001年为基价，计算了这两个树种碳蓄积的现价。Maraseni等（2011）运用成本收益法，比较分析了种植作物、放牧和种树三种土地利用方式的收益大小。在不考虑碳蓄积收益时，种植作物是最好的选择，其次是放牧和种树；在考虑碳蓄积收益时，种树是最好的选择，其次是放牧和种植作物。Ramlal等（2009）运用CFS-AFM（the Canadian Forest Service Afforestation Feasibility Model）评价了研究区域植树造林的价值，包括木材、碳蓄积和城市生物污泥的价值。Bunker等（2005）基于巴拿马热带雨林实验基地，构建了18种物种灭绝情景，研究了生物多样性与植被地上碳储量的关系，表明热带雨林的碳蓄积能力与物种组成有很强的关系。这些研究都是从森林资产的角度出发，评价在一定的碳单价和贴现率下森林生态系统碳库价值的大小，不能体现碳汇价值的形成过程。微观尺度上，主要研究的是生态系统碳固定服务的动态变化过程。李士美等（2010a）研究了千烟洲人工林碳固定价值的日变化过程。因此，非常有必要研究森林、草地和农田等生态系统碳汇服务价值在年内和年际间的流动过程，对比分析各类生态系统碳汇服务价值的形成过程，制定出适合我国的碳汇服务价值评价方法。

1.2.2.2　水源涵养

森林、草地和农田等生态系统中的植被、枯枝落叶层和土壤具有截留降水和存储水分的作用，因此可以起到增加土壤水分含量、调节径流、净化水质和改善小气候的作用。生态系统的水调节功能包括自然灌溉和排水、调节洪枯和径流等（de Groot et al.，2002）。生态系统水调节服务价值的大小，比如提供水量和净化水质，取决于植被的好坏（Pert et al.，2010）。目前，关于森林、草地的水源涵养服务的研究较多，但是所包括具体评估指标不尽相同，物理量计算方法也各异；价值量计算方法主要有水资源费法和替代工程法。

a.森林水源涵养服务评估

森林通过林冠层、枯枝落叶层和土壤层等三个水文作用层对降雨的截留、吸持，削弱了降雨侵蚀力；通过枯枝落叶和根系作用，改善土壤结构，提高土壤的抗冲、抗蚀性能，增加土壤渗透率，延长径流形成时间，减少地表径流量；削弱洪峰流量，增加枯水期流量，起到良好的水源涵养的作用（杨玉盛，1999）。截至目前，关于森林生态系统水源涵养的定义和内涵尚不统一。有的学者认为森林生态系统水源涵养量，是指森林土壤的拦截、渗透与储藏雨水的数量（程根伟和石培礼，2004）。这只是从土壤保持水分的方面给出的定义。还有学者认为森林生态系统的水源涵养功能是指森林拦蓄降水、涵养土壤水分和补充地下水、调节河川流量功能（张文广等，2007）。这个概念定义了森林水源涵养的最终结果，尚未包含其过程。在此，我们认为比较全面的定义为：森林的水源涵养功能是指森林生态系统通过林冠层、枯落物层和土壤层拦截滞留降水，从而有效涵蓄土壤水分和补充地下水、调节河川流量、净化水质的功能（张彪等，2008，2009）。

基于对水源涵养功能内涵的不同理解，森林水源涵养的计算方法也不同，有土壤蓄水能力法、综合蓄水能力法、林冠截留剩余量法、水量平衡法、降水储存量法、年径流量法、地下径流增长法、多因子回归法等几种方法（张彪等，2009）。实际上，这些方法计算的是水源涵养的不同部分。其中，蓄水能力法和水量平衡法是目前应用较多的两种方法。区域水量平衡法主要基于区域的降水量、蒸散量和径流量等指标进行计算；但是核算的部分不尽相同，有的将降水量扣除蒸散量和地表径流量核算为水源涵养量（吴钢等，2001），有的将降水量扣除蒸散量作为水源涵养量，未扣除地表径流量（杨锋伟等，2008；张彪等，2008；张彩霞等，2008）。区域水量平衡法是目前计量水源涵养功能最为有效也最为常用的方法，不过它是针对研究区整体进行的评价计量，有助于反映区域森林涵养水源的整体状况，但是难以反映评价区域内部水源涵养功能的差异（张彪等，2008）。对于森林生态系统来说，多种水源涵养功能同时并存，因此，水源涵养服务的综合评价是今后的发展趋势。

在单一功能方面，时忠杰等研究了单株华北落叶松树冠穿透降雨的空间特性（时忠杰等，2006）以及六盘山华北松林降雨再分配和空间变异特征（时忠杰等，2009）；朱金兆等分析了森林枯落物及苔藓层的截留及持水能力（朱金兆等，2002）；莫菲等分析了六盘山华北落叶松林和红桦林枯落物持水特征及其截持降雨过程（莫菲等，2009）；吴建平等评价了湘西南沟谷森林土壤涵养水源的能力（吴建平等，2004）；丁访军等评价了赤水河下游不同林地类型土壤物理特性及其水源涵养功能（丁访军等，2009）。综合功能方面，陈引珍等（2009）评价了缙云山几种林分水源涵养和保土功能，包括林冠层、枯枝落叶层和土壤层拦蓄降水和保土等几个方面的功能。刘学全等（2009）评价了丹江口库区的主要植被类型的水源涵养综合功能，包括林冠截留降水、土壤蓄水和凋落物持水等几个方面的功能。莫菲等（2011）评价了东灵山林区不同森林植被水源涵养的综合功能，指标包括林冠截留率、树干径流率、枯落物持水量、土壤饱和持水量、土壤稳渗率、地表径流量和土壤侵蚀量等几个方面。李双权等（2011）计算并分析了长江上游森林水源涵养功能及空间分布特征，包括林冠层涵养水量、枯落物层涵养水量和土壤层的水源涵养量。张彪等（2010）计算了太湖地区森林生态系统的水源涵养功能，包括枯枝落叶层和土壤层的水源涵养功能。森林水源涵养功能的计算包括森林林冠的截留及再分配，枯落物及苔藓层的截留及持水能力，土壤的持水能力等，即森林水源涵养功能是林冠层、枯落物层和土壤层水源涵养功能的总和（刘世荣等，1996）。

关于森林生态系统水源涵养的动态分析多是基于森林植被面积的改变，比如张文广等（2007）运用岷江上游30年的森林面积变化数据分析了该区域森林生态系统水源涵养量及价值的变化情况。这种分析并不能反映森林生态系统水源涵养服务的形成过程。

在森林生态系统涵养水源服务及其价值评估方面存在的争议主要有两方面：一方面是水源涵养量物理量的核算应该包括哪几个部分，采用什么方法计算合理；另一方面是水源涵养价值量应该用何种方法计量。这两个问题的解决都有必要从生态系统涵养水源的过程出发，分析水源涵养功能的发挥过程，在此基础上结合人类的利益，探究水源涵养服务的形成原理和过程。因此，本研究选用综合评价法进行分析，主要包括森林生态系统水调节和水供给服务。

b.草地水源涵养服务评估

草地土壤及草根层对降水有渗透和储蓄作用；草层或草根层对地表蒸发有分散、阻滞、过滤作用；草地植被有保护积雪、延缓积雪消融、调节雪水地表径流的作用。草地生态系统的水源涵养能力在山地、丘陵及河流源头等地区显得尤为重要，在这些地区，它可以起到很好的调节径流、消洪补枯的作用（李文华等，2008）。草地植被对于提高或维持地下水水位、调节地表径流和保障土壤含水量具有重要作用。相对于林地来说，草地涵养水源作用主要体现在土壤蓄水作用上（王静等，2006）。据测定，相同的气候条件下草地土壤含水量较裸地高出90%以上（中华人民共和国农业部畜牧兽医司，1996）。

土壤水分的平衡随植被的覆盖率变化的情况（上升或下降）取决于立地条件，笼统地讲“植被覆盖率越高越好”、或“植被覆盖率一概不宜过高”未免失之偏颇（高琼等，1996）。王根绪等（2003）的研究表明高寒草甸草地植被覆盖度与土壤水之间具有显著的相关关系，尤其是20cm深度范围内土壤水分随植被盖度呈二次抛物线性趋势增加。李元寿等（2010）通过对不同高寒草甸覆盖下，青藏高原多年冻土活动层土壤水分随季节变化的观测，得出土壤冻融的相变水量对植被覆盖度变化响应明显，植被覆盖度降低，土壤冻结和融化相变水量增大。由于不同种类草本植物生长状况不同，导致地表覆盖度、蒸散量及径流有一定的差异，所以，不同类型草地土壤水分含量及其分布有一定差别（姜峻等，2010）。不同盖度下高寒草甸的实际蒸散量均表现为：生长期＞生长后期＞生长前期＞冻结期，而且生长期的蒸散量要远大于其他时期（范晓梅等，2010）。朱连奇等（2003）研究表明植被的覆盖度和径流系数呈负线性关系，随着覆盖度的增加径流系数逐渐减小。草被覆盖度（C）和径流系数（Q）之间的关系方程为：Q=-0.3187C+36.403（R 2=0.9337）。罗伟强等（1990）的研究表明，径流量与覆盖度呈负对数关系，即：(www.xing528.com)

目前，关于草地生态系统水源涵养服务的计算方法主要有土壤蓄水能力法（闵庆文等，2004）、水量平衡法（鲁春霞等，2004；石益丹等，2007）和降水贮存法（赵同谦等，2004；姜立鹏等，2007；于格等，2007）。

c.农田水源涵养服务评估

农田生态系统中的植被层、根系和土壤不仅起着固水和调水作用，而且人类的耕种措施影响着农田生态系统水源涵养功能的发挥——促进水源涵养功能发挥或加速水土流失加剧。农田水土保持措施早已受到极大关注，相关研究取得了显著成果。尽管农田的水源涵养服务价值可能没有森林和草地高，但是农田作物在一定程度上还是起着拦蓄降水和调节径流的作用。农田生态系统的水源涵养服务主要体现在土壤蓄水上。目前，关于农田生态系统水源涵养服务的计量主要有土壤蓄水能力法（杨志新等，2005；赵海珍等，2004）、水量平衡法（张彩霞等，2008）、差值法（Sun et al.，2007；唐衡等，2008）等方法，其中，土壤蓄水能力法的应用最为普遍。

1.2.2.3　土壤保持

植被覆盖是影响土壤侵蚀的最主要因素（张彪等，2004），生态系统承担着重要的土壤保持服务功能。土壤侵蚀可以划分为水力侵蚀、风力侵蚀、冻融侵蚀以及复合侵蚀类型，植被在防治各种类型的土壤侵蚀中都起着重要的作用。目前，生态系统土壤保持服务价值评估的基本思路已经形成，即土壤保持量为潜在土壤侵蚀量减去现实土壤侵蚀量。土壤侵蚀量的计算主要有两种方法：一种是根据土壤侵蚀国家标准进行潜在侵蚀量和现实侵蚀量的计算，这主要针对大的空间尺度上的评估；另一种是运用土壤侵蚀模型进行计算，适用于任何空间尺度。已有的研究在评估土壤保持价值时，大多并未明确区分侵蚀类型区。

本研究主要目的是刻画局域尺度生态系统土壤保持服务价值的动态过程，因此，采用侵蚀模型进行计算。不同侵蚀营力条件下，土壤侵蚀模型不同。水力侵蚀和风力侵蚀是比较常见的、分布面积比较大的两种侵蚀方式，侵蚀模型研究相对较成熟，因此，本文选择水力和风力两种土壤侵蚀条件下的生态系统，利用水力侵蚀模型和风力侵蚀模型分别进行计算、分析和对比。根据土壤侵蚀国家标准，水力侵蚀主要分布在我国的东北部、东部和东南部，风力侵蚀主要分布在西北部和东部沿海地区。根据所选择的野外台站的分布，本研究中的森林和农田生态系统属于主要水力侵蚀区，草地生态系统属于主要风力侵蚀区。

a.水力侵蚀下的土壤保持价值评估

水力侵蚀条件下的土壤保持研究相对较完善，物理量主要运用通用土壤侵蚀方程（USLE）进行计算（刘敏超等，2005；韩永伟等，2007）；土壤保持价值可以分为保持土壤养分价值、减少土地废弃价值和减少泥沙淤积价值三部分，分别运用影子价格法、机会成本法和工程替代法进行计算。已有的研究成果大多是静态的。这远远不能满足我国典型生态系统土壤保持服务动态对比分析的需求。

b.风力侵蚀下的土壤保持价值评估

土壤风蚀是我国干旱、半干旱地区严重的生态环境问题之一。我国的温带草原和高寒草甸的土壤侵蚀以风力侵蚀为主（赵焕勋和王学东，1994；巨生成，2002）。草地植被通过分散近地表风动量、削弱风力对地表物质的作用、截留部分被蚀物质等形式抑制风蚀、保护地表（Stephen和Nickling，1993），提供重要的土壤保持服务。目前，在草地生态系统服务评估中，核算土壤保持价值的成果很多（谢高地等，2001，2003；王静等，2006；于格等，2007；姜立鹏等，2007；郑淑华等，2009），但是大多是静态的、基于年尺度和区域尺度上的研究，缺少小尺度上的关于草地生态系统土壤保持服务的动态机理和过程研究。

董治宝等（2000）的研究表明空气动力粗糙度同时取决植物密度和风速，总的变化规律是，随着植物密度的增大而增大，随着风速的增大而减小。因此，可以将有无植被覆盖下的土壤侵蚀量之差作为植被覆盖下的土壤保持量。目前，由于风蚀的复杂性，国际上并无统一的风力侵蚀预测模型。国外关于风力侵蚀的模型有年尺度上的风蚀方程（WEQ）、波查罗夫（Bocharov）模型、德克萨斯侵蚀分析模型（TEAM）、风蚀评价模型（WEAM）、修正风蚀方程（RWEQ）等（董志宝等，1999）。这些模型大都是基于田块建立的，适用于农田生态系统。此外，还有事件模型帕萨克（Pasak）模型等。国内有王训明（2001）建立的随机模型，董治宝（1998）建立的小流域风蚀流失量模型，臧英等（2006）建立的旱地保护性耕作土壤风蚀模型。

风力侵蚀条件下，土壤保持价值可以分为保持土壤养分价值、减少土地废弃价值和减少沙尘天气价值三个主要部分。

1.2.2.4　生物多样性保持

a.生物多样性与生态系统服务

生物多样性是人类赖以生存和发展的基础，包括三个不同的层次：生态系统多样性、物种多样性和遗传（基因）多样性。在所有层次的生物多样性中，物种多样性是基础。生态系统服务与生物多样性之间的关系比较复杂，一方面，生物多样性是保障生态系统平衡、协调发展的基本条件，影响着生态系统服务的发挥，提供着重要的生态系统服务，比如药材、生物质和建筑原材料等（MA，2005）；另一方面，生态系统为生物的生存和发展提供了栖息地，起着重要的生物多样性保护作用。目前，人类尚未完全掌握两者之间的关系，但是，已经证明保护生态系统服务的同时也是保护生态多样性。

已有的研究结果表明草地生态系统生物多样性的增加会提高和稳定生态系统生产力（Weigelt et al.，2008；Tilman et al.，2006），增加土壤碳蓄积量（Steinbeiss et al.，2008）和营养保存量（Scherer et al.，2003），使生态系统服务功能稳定。还有一些研究表明，生物多样性与生态系统生产力、动植物种群、土壤参数呈正相关关系，但是也有研究表明，生物种类对生态系统服务的影响比生物多样性更强（Nadrowski et al.，2010）。生物多样性和净生态系统生产力之间紧密相连，其中一个因子的变化会引起另外一个因子的变化。Costanza等（2007）运用多元回归方法研究了点和生态区域两种尺度上生物多样性（用物种丰富度表示）和净生态系统生产力之间的关系，此外，还分析了生物多样性和生态系统服务价值之间的关系。研究结果表明，在较高的温度变化范围内（地球上绝大部分生物的生存范围）1%的生物多样性的变化将引起0.5%的生态系统服务价值的变化。

生态系统服务的提供离不开生物多样性，生态系统研究比生物多样性研究涉及了更多的地区、人群、政策和资金支持。因此，在研究生物多样性中，通常有生态系统服务的研究，反之亦然（Pert et al.，2010）。生态系统提供的生态服务包括野生动植物的保护和生物多样性的维持，反过来，野生动植物和生物多样性能为人类提供休闲娱乐功能。Knoche等（2007）利用随机效用旅行费用模型（Random Utility Travel Cost Model）评估了农田生态系统提供的白鹿支持服务潜在价值的大小，以及由此带来的狩猎者的休闲娱乐价值。

b.生物多样性保持服务评估

本书中生态系统生物多样性保持服务是指生态系统为生物物种提供生存和繁衍的场所。在此，物种多样性保持价值属于生态系统服务的非使用价值范畴。目前，关于生物多样性保持价值的评估仍然处于探索阶段。国内外的相关研究多采用支付意愿法（薛达元，2000；中国生物多样性国情研究报告编写组，1998；靳芳，2005）。此外，2008年国家林业局发布的《森林生态系统服务功能评估规范》建议采用Shannon-Wiener指数衡量生态系统物种多样性，张永利等（2010）利用该方法评估了全国森林物种多样性保育价值。相比较而言，Shannon-Wiener指数法的主观因素影响较小，便于进行生态系统之间的横向比较和生态系统内部的纵向比较。