前言：中文期刊網精心挑選了土壤耕作的概念范文供你參考和學習，希望我們的參考范文能激發你的文章創作靈感，歡迎閱讀。
土壤耕作的概念范文1
關鍵詞：玉米 ；生產 ； 對策
如何提高玉米單產，改善玉米品質，提高玉米綜合利用率，加速我地區玉米產業升級，是急待解決的問題。由此，針對玉米生產中存在種種問題，提出分析和對策。
一、播種并整地質量差，缺苗斷壟嚴重
1、秸桿還田的影響。土壤過虛、漏氣、距墑，澆水不及時，種子發芽易發回芽或回蘗死亡。
2、化肥肥害造成的燒苗現象；3、地下害蟲危害造成的死苗現象；4、苗期病害造成的死苗現象；5、除苗藥劑殘留過重，造成除苗劑藥害的影響。
針對以上原因，應采取的預防措施：第一、整好地，精耕細耙，土壤保墑性要好，選擇發芽率高，發芽勢強的包衣種子；第二、要種肥隔開，防止燒苗；第三、墑情差，播種后要及時澆水；第四、要選擇對玉米安全的除草劑。
二、密度不合理
大多數農民沒有密度概念，無論什么品種都是一個密度，往往是又想要大穗，又想要數多，有的甚至不去苗，針對以上情況應采取如下措施： 1、使用能定株、行距的播種機播種；2、選擇密度彈性大的品種；3、根據品種的不同特性確定合理的密度；4、寬窄行種植，可以適當加大種植密度。
三、施肥不合理
目前大部分農民施肥技術落后，方法不當，突出表現在第一選用肥料不科學，第二用“一炮轟”的施肥方法。如此，造成生產成本提高，資源浪費，污染環境及水源，效益下降。
針對以上情況，科學的方法應是在肥料類別上應采用玉米專用肥，變“一炮轟”方式為“三改”方式施肥，每次施肥后，要及時澆水，以促使肥料盡快發揮其最大功能。
四、土壤耕作層淺，抗災穩產性差
由于“大包產”以來，秋作物實行免耕、淺耕，只有15厘米左右，犁底層十分堅硬，玉米根扎的很淺，土壤保水保肥能力差，遇后期風雨天氣玉米很容易發生根倒而造成減產。
針對以上情況，種前要改為深耕，打破犁底層，并且增施有機肥，從而使耕作層變深，改善土壤結構，提高玉米產量和抗災能力，提高可持續發展水平。
土壤耕作的概念范文2
大棚蔬菜生產已是阜新地區農民增產增收，發家致富的重要生產方式，但由于連年重茬又忽視有機肥的施用，已使作物的產量、品質受到影響。土壤板結、鹽化、毒素增多，已成為當前抑制大棚蔬菜生產的主要因素，那么如何理解土壤連作障害，如何對癥防治就顯的尤為重要。
一、土壤連作障害的概念
所謂的土壤連作障害就是指同一地塊年年種植同一種或同一類作物，在正常的栽培管理條件下，出現產量、品質逐年下降，病蟲害日趨加重，難以繼續種植下去的現象。如茄子、椒類等茄科蔬菜連作三年之后，會出現果小、畸形多、土壤病害加重等現象，這些都是由于土壤連作障害引起的。
二、蔬菜大棚土壤連作障害類型及形成原因
1.土壤酸害
連作蔬菜大棚由于長期施用生理酸性肥料，過量施用氮肥，使硝態氮大量積聚，同時有機肥施用又偏少，土壤緩沖性差，因而使土壤酸化，嚴重時作物會出現死苗，生長點壞死等現象。
2.土壤鹽漬化
蔬菜大棚全年土溫較高，加之較高的濕度，土壤微生物活動旺盛，加速了土壤養分轉化和有機物質的分解速度，同時由于常年不合理的過量施肥，又缺少雨水淋溶，使殘留在土壤中的各種肥料鹽分隨澆灌水向耕層積聚，形成次生鹽漬。據測定當土壤鹽濃度達0.3~0.5%時，因高于植物細胞溶液濃度，作物吸水困難，易發生凋萎，當土壤當中的堿解氮、有效磷、速效鉀，超過鹽害臨界濃度時，大棚蔬菜易發生鹽分毒害，影響根系植株生長。
3.二氧化氮和氨過剩中毒
菜農在大棚蔬菜施肥上往往偏重于施氮肥，以為氮肥見效快，易增產，但卻忽略了氮肥過多的情況下，銨態氮易轉化為亞硝酸NO2-氣化，當NO2-濃度達到2×10-6時，就會毒害蔬菜葉片，葉背產生白斑和黃色小斑點等肥害狀，同時植株內游離氨過多，病蟲害易發生且加劇。
4.土壤養分失衡造成生理缺素障害
在連作情況下，連續大量施用相同或相似的肥料，而特定作物對養分的吸收具有一定的選擇性，這樣會使某些元素過度缺乏，而某些元素又過多剩余積累，造成土壤養分不均衡。⑴化肥多，有機肥少，影響蔬菜的自然品質。⑵氮肥過多，鉀肥缺乏，會降低氮肥利用率，增加肥害。⑶大量元素肥料多，往往會降低中、微量元素肥料的有效性，如氮磷過多就會降低鈣、硼、鋅等養分的有效性，連作蔬菜地易發生缺鈣引起的大白菜干燒心，番茄、甜椒臍腐病等，缺硼引起蘿卜、芹菜莖裂病，葉片扭曲變厚變脆等癥狀。
5.土壤微生物群體異化，產生一些生物毒性物質
同種作物根系分泌物相同，導致某些土壤微生物大量繁衍，某些土壤微生物被抑制，這樣微生物群體就會異化，從而不利于土壤的熟化和肥料營養的分解分化，造成土壤性能惡化。另外，連作土壤中微生物群體發生變化可使病殘體逐年積累，土壤病原真菌數量迅速增加，拮抗性細菌和放線菌受到抑制，會造成枯萎病，青枯病和根結線蟲等土傳病害的嚴重發生。
三、防治蔬菜大棚土壤連作障害的措施
1.應用秸稈生物反應堆技術
秸稈在微生物菌種凈化劑等作用下，定向轉化成植物生長所需的二氧化碳，熱量抗病孢子、酶、有機和無機養料，在反應堆種植層內，20厘米耕作層土壤孔隙度提高一倍以上，有益微生物群體增多，水、肥、氣、熱適中，對大棚蔬菜地土壤連作障害有治本的作用。
2.增施有機肥
有機肥養分全面，對土壤酸堿度、鹽分、耕性、緩沖性有調節作用。(1)大棚蔬菜地每季施優質農家肥30立方米/畝為宜。(2)采用秸稈覆蓋還田、漚肥還田技術，可起到改土、保濕、保墑作用。(3)施用含有機質30%以上的商品生物有機復合肥150~200kg/畝。因其養分配比合理，又含有較多的有機質成分，可滿足蔬菜營養生長期對養分的需求。而后追施氮、鉀沖施肥即可。
3.平衡施肥
化肥施用不合理，尤其是氮肥施用過多，是連作蔬菜大棚土壤障害的主導因素。因此平衡施肥是大棚蔬菜生產、高產、優質、高效的關鍵措施。(1)氮磷鉀合理施用，總的原則是控氮、穩磷、增鉀。一般塊根、塊莖類蔬菜以磷鉀肥為主，配施氮肥；葉菜類以氮肥為主，適施磷鉀肥；瓜果類蔬菜以氮鉀肥為主，配施磷肥。施用上氮肥、鉀肥50%作基肥，磷肥100%作基肥?；蕬珜邮┯门c土壤充分混勻，追肥則結合灌溉進行沖施。(2)可適量施用高效速溶微肥和生物肥料，以防止缺素癥的發生。(3)根據作物生長不同時期養分需求規律，結合灌水補施相應的沖施肥。
4.合理輪作倒茬
利用不同蔬菜作物對養分需求和病蟲害抗性的差異，進行合理的輪作和間、混、套作，也可以減輕土壤障害和土傳病害的發生。
5.深翻消毒
深翻可以增加土壤耕作層，破除土壤板結，提高土壤通透性，改善土壤理化性狀，消除土壤連作障害。結合深翻整地用棉隆顆粒劑進行化學消毒，也可有效減輕連作障害的發生。
土壤耕作的概念范文3
關鍵詞：大豆播種技術
引言
高產和穩產是我國大豆科研和生產發展的首要方向，過去，對大豆品種的評價過分注重高肥水條件下的高產指標，而忽視一般生產條件下的產量表現，通過高效栽培，把多項增產措施組裝配套，使適合于大面積生產的穩產、高產品種達到優質、生態、安全生產的目的。不違農時，適時播種，保證播種質量，才能達到苗齊、苗勻、苗壯的目的。
一、制訂生產計劃
大豆是我國重要的經濟作物。安排生產計劃時，首先應考慮市場前景。其次，安排生產計劃時還應統籌兼顧，從全年高產高效的原則出發，合理安排好種植面積。第三，要根據合理輪作的原則，盡可能做到不連作，用地養地相結合，以保持土壤的生態平衡。第四，合理安排好茬口。北京是一年兩熟制地區，大豆一般適宜在春、夏季播種。因此要根據當地的氣候特點，前后作物生育期和農事季節勞力安排情況，安排好茬口，做到環環緊扣，才能獲得最好的經濟效益。
二、土壤準備
2.1播前整地：播前整地包括播前進行的土壤耕作及耙、耪、壓等。由于采用了不同的整地技術，因此，播前整地工作也有所不同。如平翻、壟作、耙茬、深松等。
2.2播前灌溉：對于墑情不好的地塊，有灌溉條件的，可在播前1～2天灌水1次，浸濕土壤即可，以利播后種子發芽。
2.3播前封閉除草：我國東北大豆主產區一些大型農場，大豆栽培面積大，如管理不及時，則雜草為害嚴重，常在播前采用機械噴施除草劑，進行大田封閉除草。氟樂靈、拉索等除草劑可在播前進行土壤噴霧。
三、精選種子
具有良好播種品質的種子，發芽率和發芽勢高，苗整齊茁壯。所以在播種前應將病粒、蟲蛀粒、小粒、秕粒和破瓣粒揀出。同時還要根據本品種固有的典型特征，如粒型、粒色、種子大小、種臍大小和顏色深淺，剔除混雜的異品種種子，以提高種子純度。
四、種子測定和發芽試驗
經過精選的種子在播種前應測定粒重和做發芽率試驗。這兩項工作是計算播種量的根據。將經過精選的種子，隨機取樣3份，每份隨機抽出100粒種子，各自稱重并求出平均數，即為該品種的百粒重。其單位用克表示。種子發芽率測定：將上述3份各100粒種子，分別放人3個小蝶或發芽皿中，下墊草紙或河沙。加水至薄水層，然后將種子均勻擺好，放在20℃左右溫暖處(灶旁或保溫箱內)吸水膨脹發芽。經過5～7天計算能正常長根發芽的種子數，并將3個樣本加以平均，即為該種子的發芽率。要求發芽率95%以上。
五、種子處理
為防治蠐螬、地老虎、根蛆、根腐病等苗期病蟲害，常用種子量0.1%～0.15%辛硫或0.7%靈丹粉或0.3%～0.4%多菌靈加福美雙(1:1)，或用0.3%～0.5%多菌靈加克菌丹(1:1)拌種。藥劑拌種與鋁酸鉸微肥拌種同時進行時，需在鑰酸鉸拌種陰干后進行。要注意采用根瘤菌拌種后，不能再拌殺蟲劑和殺菌劑。
六、播種量的確定
第一步，將已測定的某品種百粒重換算成每千克粒數。
第二步，計算每667平方米播種粒數。根據實際情況計算出每667平方米保苗株數，然后按照當地耕作條件和管理水平，加上一定數量的損失率(如機械、人、畜在田間管理過程中和人工間苗所造成的損失)，一般田間損失率可按15％～20％計算。
第三步，計算每667平方米播種量。其公式如下：每667平方米播種量（千克）=每667平方米播種粒數/（每千克種子粒數*發芽率）。例如，計劃每667平方米播種30000粒，已測得每千克種子粒數為5000粒，已測得發芽率為95％。代人公式：每667平方米播種量：30000/（50000*0.95）=6.3(千克)。
七、播種期
播種期早晚對產量和品質的影響非常大。播種過早、過晚，對大豆生長發育均不利。適時播種，保苗率高，出苗整齊、健壯，生育良好，莖稈粗壯。播種過晚，出苗雖快，但苗不健壯，如遇墑情不好，還會出苗不齊。北方區，晚熟品種易遭早霜危害，有貪青晚熟減產的危險。播種過早，在東北地區，由于土壤溫度低，發芽遲緩，易發生爛種現象。
地溫與土壤水分是決定春播大豆適宜播種期的兩個主要因素。一般認為，北方春播大豆區，土壤5～10厘米深的土層內，日平均地溫8～10℃時，土壤含水量為20%左右，播種較為適宜。所以，東北地區大豆適宜播種期在4月下旬至5月中旬，其北部5月上中播種，中部4月下旬至5月中旬播種，南部4月下旬至5月中旬播種。
夏播和秋播大豆由于生長季節較短，適期早播很重要。另外，播種期也可根據品種生育期類型、地塊的地勢等加以適當調整。晚熟品種可早播，中、早熟品種可適當后播。春早，地溫、地勢高的，可早些播種，土壤墑情好的地塊可晚些播，崗平地可以早些播種。
八、大豆的輪作與間作
8.1大豆的合理輪作
8.1.1重茬、迎茬、正茬概念在同一塊田地里，種植的作物與前茬相同的茬口稱重茬。如：大豆－大豆。大豆重茬減產20％—30％。在同一塊田地里，種植的作物與前茬不同、而與前茬的前茬相同的茬口稱迎茬。如：大豆－非豆科作物－大豆。大豆迎茬減產5％—10％。在同一塊田地里，種植的作物與前兩茬都不同的茬口稱正茬。如：大豆－非豆科作物－非豆科作物－大豆、大豆－非豆科作物－非豆科作物－非豆科作物－大豆。
8.1.2大豆的合理輪作應根據本地區的作物種植比例，以及不同作物對地力、肥力、空間合理利用和生產力水平來確定，在輪作中要充分發揮大豆的肥茬作用，使各種作物得到最有效的支排。南方夏大豆的輪作一般是把大豆種在冬小麥(油菜)之后，為一年兩熟或與小麥(油菜)、玉米、水稻等進行輪作、間作兩年五熟制。南方秋大豆區早稻收獲后播種大豆，收獲后再種越冬作物或冬閑。:
8.2間作和套種間作比例非常重要，比例恰當，邊行優勢大，產量高，運用合理，可獲大豆、玉米雙豐收。套種可充分利用生長季節，麥田套種大豆可比麥收后播種有明顯增產效果，因為套種加長了營養生長期。
8.2.1首先考慮大豆品種的生育期類型和栽培目的早熟品種短日性較弱，晚熟品種短日性較強。各地應根據當地的自然條件、耕作制度和栽培日的選擇生育期和油分、蛋白質適宜的品種，才能優質高產。
土壤耕作的概念范文4
2015年10月人民日報公布“十三五”規劃的十個任務目標中，加強生態文明建設（美麗中國）首度寫入五年規劃．在我國絲綢之路經濟帶和21世紀海上絲綢之路（“一帶一路”）規劃中，生態文明建設也獲得高度重視．定位為絲綢之路經濟帶核心區的新疆，農村生態文明建設不可或缺，生態文明建設同樣位于突出的戰略位置．準確認識新疆農村環境問題的表現特征，對新疆農村生態文明建設有積極的推動作用．本文基于生態文明的概念及生態文明建設要求，在實地調研、文獻閱讀的基礎上，通過分析與歸納，認為新疆農村環境問題主要表現特征是生態人居狀態需要進一步改善，生態環境有惡化趨勢、生態文化發展滯后．在分析了新疆農村環境問題產生的原因后，根據生態文明建設要求，提出了相應對策．
關鍵詞：
新疆；農村環境；表現特征；生態文明；對策
生態文明是人類為和諧人與自然的關系，完成生產發展、生活富裕、生態良好的長遠目標而采取的一切積極和優良的行為與成果的綜合，也是人類社會發展的先進性表現．生態文明建設是中國特色社會主義事業的重要內容，所以，應該把生態文明建設放在顯著的戰略位置[1]．中央農村工作會議強調[2−4]：中國要強、要美、要富，農業必須要強、要美、要富．所以加強農村環境保護是推動生態文明，建設美麗中國的必然要求．新疆是以農牧業為主的區域，農村人口占全新疆總人口的比例比較大．農村基礎條件差、生態環境脆弱，農村原有環境問題較為嚴重．近些年的經濟快速發展建設使城市中工業污染也開始向農村延伸，形成新的環境問題．降低農業生產產量、加重自然災害，影響農村居民收入增長的主要原因是農村環境污染和生態破壞[5]，抑制了生態文明的建設腳步．所以農村環境問題已是我們關注的重要對象[6,7]．
1新疆農村環境問題主要特征
農村環境指的是以各種天然的和經過改造的自然因素綜合的、以農村居民為核心的鄉村區域．農村環境問題指的是農民在生活、生產過程中伴生的破壞、污染農村環境的現象．經過實地調研、文獻閱讀、相關數據分析，從生態文明建設角度來看，新疆農村環境問題主要表現為3大特征．
1.1生態人居狀態需要進一步改善生態人居包含許多指標，這里僅對飲用水安全問題展開討論．居民飲用水安全包括水質達標、水量有保障、備有安全管理條件、有能力處理應急突發事件等．居民飲用水安全是影響農民身體健康的主要因素之一[8,9]．（1）部分飲用水水質安全未達標相關數據表明，新疆還有部分農村人口生活飲用水質達不到《生活飲用水衛生標準》(GB5749-2006)．2008年至2012年新疆鄉村飲用水安全達標人數以快于新疆農村人口增長的速率在增加．飲用水安全達標人數所占比例持續增大，成績顯著．但還有163.8萬人在使用水質安全未達標的水．（2）已達標用水水質存在安全隱患由于監測條件限制，部分區域農村飲用水難以實施常規監測，水質保證率低；洪水季節時地表水源地水質波動較大；部分農村生活污水沒有進行有效治理，隨意排放，可能會造成飲用水源地的污染．
1.2生態環境有惡化趨勢新疆農村生態環境惡化趨勢主要表現為“三廢”處理處置不當造成的農村土地污染、大氣污染、水污染等．
1.2.1鄉鎮企業“三廢”對土地資源的污染逐漸嚴重（1）污（廢）水污染土地新疆地域遼闊，鄉鎮工礦企業較為分散，企業規模小，有些地處偏僻區域的企業，難以監管，存在污染物隨意排放現象．污（廢）水直接排入農業渠及河道，致使土壤環境、地下水環境等受到污染．（2）固體廢物占地面積大，浪費土地資源統計數據[10]表明，2013年新疆固體廢物貯存量為0.4億噸，傾倒丟棄量為26.5萬噸，量最多的是尾礦，前者占全區工業企業貯存量的59.0%，后者占全區工業企業的78.2%．這些廢物的歸宿還是農村．固體廢物堆放占用土地面積較大，可能污染土壤，對土地資源帶來重大的生態風險．（3）畜禽養殖固體廢物污染新疆是我國五大牧區之一，農牧村分布有大量的畜禽養殖場．如若養殖場畜禽糞便未經衛生處理直接排放，環境風險較大[11]．2008年至2014年新疆牲畜存欄數增加到了4763.46萬（見圖1），糞便量增幅同樣巨大，處理不好，將導致水、大氣、土壤等環境問題．
1.2.2農業生產活動對耕地質量的威脅加劇新疆是使用農用地膜大省之一，由于多種因素，全區廢舊地膜回收利用率不到10%，土壤耕作層地膜殘留量逐年增大，如在棉花主要產區，土壤耕作層地膜殘留量可達到16.88kg/畝，是全國平均水平的4倍至5倍[12]．近年來，新疆農藥使用量呈現增長趨勢（見圖2），2013年達到了2.13萬噸．化肥、農藥對新疆耕地的影響必須要得到重視．
1.2.3生活垃圾占用、污染土地資源部分農村沒有垃圾收運和處置系統，生活垃圾隨意傾倒、堆放，占用大量土地．按農村每天每人生活垃圾量約為0.86kg[13]，根據中國統計年鑒[14]中鄉村人口相關數據估算出新疆農村垃圾產生量（圖3），2010年到2013年新疆農村生活垃圾產生量呈現直線增長趨勢，2014年農村人口數量減少而垃圾生產量下降．但是2014年垃圾平均每天產生量是1.066萬噸，從數量來看還是挺多的．
1.3生態文化發展滯后環境意識薄弱與生態文化發展滯后，致使農村環境綜合治理程度低．1.3.1環境衛生狀況堪憂農村生活垃圾沒有經過衛生處理，生活污水隨意排放，牲畜糞便隨處可見，旱廁衛生問題嚴重；環境衛生設施不健全、秸稈處置、禽畜糞便利用等缺乏，使農村環境衛生惡化．在我們調研的某市某村農民的廁所都是旱廁，在春夏秋季散發臭氣，糞池滿時就運到村子周圍的荒地或洪水溝里倒掉．
1.3.2農村大氣環境污染加劇廢棄物處理不當是造成多種健康危害和疾病的根源[15]．部分農村生活垃圾燃燒、生產廢棄物處理不當[13]、養殖場氣體污染、露天烤串、預熱馕坑、冬季煤炭燃燒取暖等是大氣環境惡化的原因．
2新疆農村環境問題原因分析
2.1農村環境管理法律法規不完善我國有關農村環境保護的法律系統有待完善，部分相關規定在自治區層面的實施細則有待落實．與農村環境相關的各部門（農、畜牧、環保）之間的協調工作存在問題，推脫責任，環境管理、監測、監督方面存在漏洞[13]．
2.2農村環境法律法規執行力度不夠，條件缺乏農村居民缺乏有效的反映通道，是現在農村環境的不利現狀[16,17]．新疆維吾爾自治區農村環境綜合整治“十二五”規劃[18]中指出，截止2010年底新疆建立了鄉鎮環境保護工作站323個，占鄉鎮的40%．
2.3農村生態文化發展較慢、農民環境意識薄弱新疆農村環境監測體系不健全，環保人員、執法人員難以直接深入到鄉間地頭，環境監管困難．調查發現在某市某村每兩個街頭放一個大型的垃圾桶，收取一定的處理費，但是垃圾桶作用不大．新疆以農業為主，農民的文化水平較低，由于農民對生態文化的認識不夠，大多數農民在自己的人身、財產等合法權益受到環境污染損害以后，不知道利用法律來維護自己的權益，更不懂得如何保護自己[19]．
3新疆農村環境問題解決對策
3.1改善農村生態人居狀態針對農村生態人居現狀，積極完善農村環境管理體系，改善生態人居狀態．規范農村飲用水水源地監測、排查飲用水源安全隱患問題；制定農村生活垃圾處理、處置實施細則，落實農村生活垃圾收集、運輸、處理、處置工作，提升村民法律意識、環境意識．
3.2遏制生態環境惡化趨勢完善鄉鎮環境保護工作站制度，積極推進鄉鎮環境管理組織建設，強化農村生態環境的監管，落實鄉鎮企業“三廢”處理、處置要求，細化畜禽養殖及其糞便管理辦法，規范農用地膜回收與利用工作，積極發展有機農業，減少農藥使用．
3.3多種形式推動農村生態文化發展，積極提升農民環境意識縣級政府利用電視、電臺、報紙等宣傳陣地，多方位宣傳生態文化理念．充分發揮村委會作用，定期開展農村生態文化建設活動，利用廣播、墻報、宣傳欄、橫幅、標語等方式普及生態環境知識．村民小組進家入戶宣傳生態文明建設進展．鼓勵村民義務開展保護生態環境活動等等．利用傳統節假日（古爾邦節、肉孜節等）、傳統聚會（巴扎、麥西來普等），將生態環境保護理念植入村民生產生活中．中小學校安排環境保護方面的專題教育，開設環境類課程，通過“小手帶大手”活動，提升家長（農民）的環境意識．
4結論
1.新疆農村環境問題的表現特征為：生態人居狀態整體需要改善，部分村鎮生態環境有惡化趨勢，生態文化發展滯后；
2.新疆農村環境問題產生的主要原因：新疆農村環境管理法律法規不完善，農村環境法律法規執行力度不夠、條件缺乏，農村生態文化發展較慢、農民環境意識薄弱；
土壤耕作的概念范文5
土地利用變化是目前人地系統研究中的一個重要方面，它對環境和生態的作用在全球環境變化研究領域受到高度重視。土地利用的生態服務價值首先表現在它不僅是農業和畜牧業發展的重要物質基礎，而且還具有生物多樣性保護、涵養水源、防風固沙等重要生態功能。同時，土地利用是人類最基本的經濟活動，它的不斷變化也會引起生態系統結構和功能的變化，從而導致生態服務價值的改變，因此，研究土地利用變化下的生態系統服務價值具有重要意義。目前，我國對于土地利用驅動下生態服務價值的變化做了大量的研究，主要體現在：歐陽志云、王偉等對生態系統服務的概念、內涵和價值評估方法進行了闡述；謝高地等對中國自然草地和青藏高原高寒草地的生態系統服務價值進行了評估，并根據Costanza提出的核算理論利用專家打分法制定了中國生態系統服務價值當量因子表。此后，以中國生態系統服務價值當量因子表為基礎，結合不同研究區土地利用變化的生態系統服務價值評估大量展開。此外，基于遙感和GIS技術研究土地利用/覆蓋變化背景下區域生態系統服務價值變化的研究也逐漸增多，并對草地、森林、流域等生態系統服務價值進行評估。這些研究主要對當年的價值進行靜態分析，且依賴于經濟學理論，而缺乏對生態系統自身規律的分析。關于土地利用結構和格局與生態服務價值的內在聯系的定量研究較少。由于生態系統的服務功能與生態系統自身的結構與過程有關，且極易受到不同區域地理、氣候的影響，因此，能夠進行土地利用格局變化、生態系統結構、生態過程與服務功能的關系分析，可進一步為生態服務功能評價提供相對可靠的生態學基礎，也成為目前研究的一個方向。本研究基于土地利用——陸地生態系統耦合模型（TESim_R模型），通過對氣象、植被、土壤以及控件屬性等參數的輸入，得到不同土地利用模式下的生態過程數據，并在此基礎上依據不同的生態服務功能，對土地利用的生態服務價值進行評估。
1 研究區概況
中國北方農牧交錯帶是分隔我國北方東部農區與西部天然草地牧區的生態過渡帶，斜貫東北-西南，北起大興安嶺西麓的呼倫貝爾，西至青海東部，南至寧夏南部，總面積約為72.6萬km2，包括有10省205縣（旗），總人口約6 000多萬，在地理上具有很強的過渡性，同時該地區自然資源條件多樣和相當脆弱，使得該研究區成為我國一個重要的生態脆弱區和生態過渡帶。此外，隨著人類活動長期以來的超強度利用和干擾，該區域的土地利用強度與空間格局發生了巨大變化，嚴重影響了生態服務功能的發揮。因此，以中國北方農牧交錯帶為研究對象，研究土地利用數量結構和空間格局變化對于陸地生態系統服務價值的影響具有重大實際意義。
2 研究方法
2.1 數據來源及處理
（1）土地利用數據：本文中使用的土地利用數據有4期，20世紀70年代的土地利用數據來源于中國科學院地理與資源研究所1992年的1∶400萬土地利用空間分布圖，其他3期的數據來源于80年代中期，90年代初期和2000年的TM遙感影像的解譯結果。
（2）氣象、地形數據：來源于中國科學院地理科學研究所1992年的1∶400萬數字地圖中的中國地貌圖、中華人民共和國國家測繪局1995年編制的1∶25萬地形高程數據庫。氣候資料數據來源于中國氣象局氣象站點數據，選擇了中國北方農牧交錯帶及其周邊地區133個站點的數據，時間范圍為1976—1999年。
（3）統計數據：包括1976—1999年的全國統計年鑒，中國北方農牧交錯帶10省統計年鑒，每年林業統計年鑒、最近時期的調查數據。價格數據來源于中國統計年鑒以及實際調研數據。
2.2 土地利用——生態系統耦合模型
土地利用——陸地生態系統耦合模型（TES-LUC模型），該模型包括幾個大的模塊，土地利用動態過程模塊、凈第一性生產力模塊、水分運動模塊、土壤侵蝕模塊、碳氮元素循環模塊，模型的驅動因素為氣象、植被、土壤以及地理空間屬性和不同植被的相關生理參數等。利用不同的輸入參數，可以得到不同土地利用空間格局下的生態系統過程數據。針對研究區的土地利用實際情況，使用實際氣象數據資料作為驅動，各種空間屬性、植被以及土壤等相關參數，以及相關變量的初始值形成輸入文件，驅動土地利用——生態過程耦合模型TES-LUC，在模型進行多次迭代運算之后，得到4期土地利用現狀下研究區不同格點的凈初級生產力（NPP（x））、平均土壤侵蝕量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有機質含量（U（x））的模擬結果，以及區域整體平均的凈初級生產力（NPP（x））、平均土壤侵蝕量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有機質含量（U（x））的模擬結果，隨后進行各個格點以及研究區整體生態服務價值的計算。
2.3 生態系統服務價值評價方法
根據Costanza等人的分類方法，考慮到研究區的地理地貌特征和植被土壤類型，本文將研究區生態系統服務價值劃分為初級生產、氣候調節、養分循環、水源涵養、侵蝕控制五大類評價指標，以土地利用—生態系統耦合模型模擬的凈初級生產力（NPP）輸出值為基礎，分別計算5個類別的生態服務價值，各類別指標服務價值的評估方法如下。
2.3.1 初級生產價值 凈初級生產力（NPP）和生物量是反映有機物質生產的兩個重要指標，生物量是反映物質的儲存量，而初級生產力是反映某一時間段（如一年）所生產的有機物質量，利用 TES-LUC模型 模擬的凈初級生產力（NPP），根據有機物質的單位質量價值，換算得到研究區內生態系統初級生產的價值，具體計算公式為：
Vn=∑∑NPP（x）×Pn（x）
式中，Vn為初級生產的生態系統服務價值（元），NPP（x）為每個柵格內的NPP模擬均值，Pn（x）為單位有機物價值。
2.3.2 氣候調節價值 在評估生態系統固定CO2和釋放O2兩項服務功能時，根據光合作用與呼吸作用的反應方程式，推算每形成1 g干物質需要的CO2的量（一般取1.62 g）和釋放O2的量（一般取1.2 g）；然后利用碳稅法估算吸收CO2的功能價值，工業制氧法估算釋放O2的功能價值， 計算公式為：
Vr=∑∑1.62×NPP（x）×Pr
Vo=∑∑1.2×NPP（x）×Po
式中，NPP（x）為TES-LUC模型模擬的每個柵格內的NPP，Pr、Po分別為碳稅法中CO2的單位質量價值和工業制氧法中的工業制氧價格，CO2的單位質量價值借用瑞典碳稅率0.15美元·kg-1（C）來計算，換算成吸收CO2的稅率為3.36×10-4美元·g-1（CO2）； O2的工業制氧價為4×10-4元·g-1 （O2）。
2.3.3 養分循環價值 生態系統中的植被在生長過程中，能夠同時固定其他養分物質，這些營養物質通過復雜的食物網而循環再生，并成為全球生物地化循環不可或缺的環節。評估生態系統在養分循環中的作用時，以TES-LUC模型模擬的NPP為基礎，估算其重要營養物質氮、磷、鉀在生態系統中的年吸收量。根據統計資料，氮、磷、鉀肥的平均價格分別為400，350，350元·t-1；對應的純氮、磷、鉀元素的折算率分別為79/14，506/62，174/78，即：
Vu=Vun+Vup+Vuk
Vun=∑∑NPP（x）×Rn1×Rn2×Pn
Vup=∑∑NPP（x）×Rp1×Rp2×Pp
Vuk=∑∑NPP（x）×Rk1×Rk2×Pk
式中，Vu為區域生態系統在一時間段內吸收的營養物質價值；Vun、Vup、Vuk分別為吸收的氮、磷、鉀元素價值；Rn1、Rp1 、Rk1分別為各類生態系統中氮、磷、鉀元素在有機物中的分配率（表1）；Rn2、Rp2、Rk2為純氮、純磷、純鉀分別折算為氮肥、磷肥、鉀肥的比例；Pn、Pp、Pk分別為區域時間段內氮肥、磷肥、鉀肥的平均價格。
2.3.4 水源涵養價值 涵養水源是生態系統的一個重要功能，可以參照李金昌等的研究方法來評價生態系統對涵養水源的間接經濟價值。通過TES-LUC模型模擬水分的垂直運動得到不同土壤層的土壤體積含水量。而土壤涵養水源類似于水庫蓄水，因此，通過建立需水量為1 t的水庫的費用來估算涵養水源的價值，查閱工程造價成本可知，中國每建設1 m3庫容的平均成本花費為0.67元。
Vw=∑∑Q（x）×Pw（x）×S（x）
式中，Q（x）為TES-LUC模型模擬的土壤含水量，Pw（x）為建成單位庫容的花費成本，S（x）為對應的面積。
2.3.5 土壤侵蝕價值 根據水利部頒布的《土壤侵蝕分級分類標準》，土壤侵蝕包括減少土地損失面積的價值、減少土壤肥力損失的價值和減少泥沙淤積的價值，可通過TES-LUC模型模擬的土壤侵蝕量和土壤有機質對這一價值進行計算。
（1）土地面積減少量。主要根據土壤侵蝕量和土壤耕作層的平均厚度來計算，以我國土壤耕作層的平均厚度（0.3 m）作為土層厚度，采用土地的機會成本法估算土地面積減少的經濟價值，計算式為：
Vss（x）=×OC（x）
式中，Vss（x）為每個柵格處在一段時間內減少的土地面積損失價值，E（x）為TES-LUC模型模擬的土壤侵蝕量，OC（x）為土壤生產的機會成本（元·m-2）。其取值是根據不同的生態系統類型來確定的，如表2所示。
（2）土壤肥力損失量。保持土壤肥力主要包括減少有機質損失，氮、磷、鉀損失，分別由以下公式計算：
Vfec（x）=E（x）×U（x）×Pfc
Vfec（x）=E（x）×N（x）×Pfn
Vfep（x）=E（x）×Cp（x）×Pfp
Vfek（x）=E（x）×Ck（x）×Pfk
Vfe（x）=Vfec（x）×Vfen（x）×Vfep（x）×Vfek（x）
式中，Vfec（x）、Vfen（x）、Vfep（x）、Vfek（x）分別為減少N、P、K損失的功能價值，E（x）為TES模型模擬的土壤侵蝕量；U（x）為TESim模型模擬的單位土壤有機質含量；N（x）、Cp（x）、Ck（x）、分別為土壤的純N化肥當量，純P化肥當量和純K化肥當量；Pfc、Pfn、Pfp、Pfk分別為柴薪、氮肥、磷肥、鉀肥的平均價格。土壤中的氮元素、磷元素和鉀元素含量則參考研究區的文獻數據北方農牧交錯區 部分（表3）。
（3）泥沙淤積價值。通常，土壤侵蝕會導致部分泥沙淤積于水庫、江河、湖泊等處，并直接造成其需蓄水量的下降，從而在某種程度上加劇干旱、洪澇等災害的發生。生態系統減少的這部分損失的價值可以近似根據蓄水成本來計算：
Vst（x）=E（x）×Ltr（x）×Pre（x）
式中，Vst（x）為生態系統在一段時間內減少淤泥損失的價值；E（x）為TES模型模擬的土壤侵蝕量；Ltr（x）為總侵蝕量中會造成淤積的泥沙比例；Pre（x）為平均庫容工程費。
綜合上述3項因子價值，最終可得土壤侵蝕功能價值為：
Usr=Vss+Vfe+Vst
2.4 價格參數的處理
由統計資料不難發現，物價水平在1976—2000年的模擬期間，有著顯著的上升趨勢。由于生態效益評估涉及到不同年份間生態系統服務價值的比較，根據區域生態資產計算的特點，且受限于價格數據的來源，因此，必須對不同年份的價格變量進行轉換和折算。本研究采用消費物價指數（Consumer price index，CPI），以1978年為貨幣基準年，近似處理不同年份得到的價格數據（圖1），從而納入統一的評估框架。
將所有價格數據和中間參數小結如下，表4展示了評估框架中，價格參量的數值、單位、數據來源和涵義。
3 結果與分析
3.1 不同土地利用數量結構下的生態服務價值
表5給出了從20世紀70年代—2000年研究區土地利用類型數量結構變化的統計結果。從表5中可以看出，我國北方農牧交錯帶土地利用結構以草地和耕地為主，分別占到總面積的33.26%（2000年）和41. 63%（2000年），合計達到74.89%。自20世紀70年代到2000年，土地利用結構發生了較大變化，從總體趨勢來看，可以分為兩個階段，第一階段為20世紀70年代到20世紀80年代后期，土地利用數量結構劇烈變化。其中，耕地、草地所占面積急劇增加，其中增幅最大的是草地，上升了11%；而林地所占面積則大幅下降，產生原因可能是由于社會經濟的快速發展和人口的急劇增加，大量的林地轉化為可用于耕種的耕地和可用于放牧的草地。另一階段是1980年代后期到2000年，土地利用變化方向產生一定轉變，且土地利用變化程度減緩，其中，耕地保持平穩上升趨勢，林地經過小幅上升后略有下降；而草地保持略微下降趨勢。表明土地利用類型逐漸由林地向耕地和草地轉化。另外，為了防風固沙、保持水土，一些防護林工程也陸續開始實施，使得1980年代后期的林地所占面積有所回升。
運用前文所述方法，對研究區生態服務價值進行計算，結果見表6。從表中可以看出，從生態服務價值總值來看，中國北方農牧交錯帶的生態服務總價值變化，大體上可以分為兩個階段，從20世紀70年代到20世紀90年代，生態服務總價值由1 434億元下降到1 291億元，這是因為土地利用變化總體趨勢為耕地和草地大量增加，林地減少。而耕地和草地的單位生態服務功能價值指數遠遠小于林地。從20世紀90年代到2000年，生態服務總價值開始回升，這也與土地利用數量變化程度減緩和生態環境效益改善有關系。從不同土地利用類型所占的生態服務價值的數量比例來看，草地由于其面積較大，它所占的比重最高，平均每年占總生態服務價值的40%以上；林地的面積比例盡管下降，但其生態服務價值比例卻逐漸升高；而耕地的生態服務價值所占比例相對穩定，為30%左右。不同生態系統所占的生態價值比例也充分體現了該區域土地利用以農業和牧業用地為主的顯著特點。隨著土地利用變化的加劇，不同生態系統生態價值也隨之變化。
3.2 不同土地利用空間格局下的生態服務價值
由前文所述方法運用GIS軟件得到中國北方農牧交錯帶不同時期生態服務價值空間分布圖（圖2）。從圖2中可以看出，研究區生態服務價值受土地利用類型的影響相當明顯，總體上呈現從東北向西南遞減的趨勢，由于研究區東北部主要分布著森林植被，其生態服務價值比較高，大部分高于10 000元·hm-2左右；中部為內蒙古高原向黃土高原過渡區，分布著較多的草地和耕地，生態服務價值約在3 000元·hm-2左右，南部為青藏高原向黃土高原過渡區，生態服務價值偏低，多低于1 000元·hm-2。從20世紀70年代—20世紀90年代期間，大量的林地向耕地和草地轉移，研究區的生態服務價值呈現整體降低趨勢，中西部地區尤為明顯。其中，20世紀70年代—20世紀80年代年間，生態服務價值在中西部小部分地區略有下降；20世紀80年代—20世紀90年代期間，研究區全區生態服務價值有一定程度的減弱，其中以中西部地區最為明顯，耕地和草地的生態環境進一步惡劣；20世紀90年代—2000年間，區域生態服務的空間變化趨勢減緩，從圖中較難看出明顯差異，這與之前的數量分析結果相對應。
進一步對全區生態服務價值進行分級，并統計各級柵格個數（表7），可以看出，20世紀70年代研究區生態服務價值主要集中在1 000～3 000元·hm-2的區間，共占了生態服務總值的58%，生態服務功能價值較高；20世紀80年代，全區生態服務價值分布在1 000～3 000元·hm-2之間的比例基本持平，但大于4 000元·hm-2的比例顯著下降，表明高生態服務價值區逐漸減少；20世紀90年代，生態服務價值主要集中在1 000～2 000元·hm-2之間，其中低于1 000元·hm-2的面積比例明顯增大，而高于4 000元·hm-2比例繼續減少，表明區域生態服價值繼續降低；2000年，全區生態服務價值在低于1 000元·hm-2之間的分布最多，達39.01%，而高于4 000元·hm-2的比例也降至10.51%。生態服務價值兩極分化日趨嚴重。
4 結論與討論
參照前人研究成果，結合研究區實際情況，我們確定了研究區土地利用生態服務價值的計算方法。并利用土地利用——生態系統耦合模型的模擬數據作為基礎數據，通過GIS等手段實現對中國北方農牧交錯帶生態服務價值的時空格局變化的研究。本研究基于生態系統過程，然后將直接和間接市場價值引入生態系統服務評價體系，從而把生態系統過程和社會經濟緊密聯系起來，使評價結果更加客觀和可靠。
土壤耕作的概念范文6
關鍵詞：LUCC變化；生態服務價值；中國北方農牧交錯帶
中圖分類號：F323.22 文獻標識碼：A DOI編碼：10.3969/j.issn.1006-6500.2014.01.017
Evaluation of Ecosystem Service Value Based on Land Use-Terrestrial Ecosystem Coupled Model
—A Case Study From the Farming-Grazing Transitional Zone of Northern China
JIANG Li1， XU Xia1， LIU Ying-hui2， XU Li1， TIAN Yu-qiang1
（1.State Key Laboratory of Earth Surface Processes and Resource Ecology， Beijing Normal University， Beijing 100875， China； 2.College of resource science and technology， Beijing normal university， Beijing Normal University， Beijing 100875， China）
Abstract： Land use is an important part of the human-earth system， it can provide huge ecosystem services. This paper considered the primary production， the balance of CO2 and O2， nutrient cycling， water conservation， soil erosion control and other major service functions， and proposed a method based on land use - terrestrial ecosystem coupled model to estimate the land use ecosystem service value. The results show that during 1970s—2000， the total ecosystem service value of the farming-grazing transitional zone of northern China has been changed from the 143.4 billion yuan to 129.6 billion yuan RMB lower after recovering from declines in 1990s. The land use structure and spatial pattern has an impact on the value of ecosystem services. The cropland and grassland ecosystem offered the main ecosystem service value， being 31% and 44% respectively. And the proportion of the ecosystem services value in forest ecosystem has continued to rise although it’s small size. We should further strengthen the protection of ecological environment.
Key words： land use change； ecosystem service value； the farming-grazing transitional zone of northern China
收稿日期：2013-10-31；修訂日期：2013-11-28
基金項目：國家自然科學基金項目（41030535）；國家自然科學基金項目（30900197）；國家973項目（2011CB952001）
作者簡介：蔣力（1987—），女，湖南人，在讀碩士生，主要從事土地利用變化與陸地生態系統研究。
通訊作者簡介：徐霞（1977—），女，湖北人，副教授，主要從事土地利用模擬模型研究。
生態系統服務是指通過生態系統自身的結構、過程和功能，直接或間接地得到生命支持產品以及提供服務[1-2]。根據相關研究提出的生態系統服務功能分類[3-4]，生態系統服務功能可以歸納為供給功能、調節功能、生命系統支持功能和文化娛樂功能等。其中，為人類提供食物、工業原材料等可以商品化的功能，稱為直接價值功能；而氣候條件、水源涵養等難以商品化的功能，稱為間接價值功能。生態服務功能的間接價值雖然不表現在國家的核算體制上，但它們的價值可能大大超過直接價值。Costanza在1997年最先開展了對全球生態系統服務價值的系統評估工作，確定了生態服務價值的評估原理和科學意義之后[1]，生態服務價值研究已成為當今生態系統可持續性研究的熱點之一[4]。
土地利用變化是目前人地系統研究中的一個重要方面，它對環境和生態的作用在全球環境變化研究領域受到高度重視。土地利用的生態服務價值首先表現在它不僅是農業和畜牧業發展的重要物質基礎，而且還具有生物多樣性保護、涵養水源、防風固沙等重要生態功能[5]。同時，土地利用是人類最基本的經濟活動，它的不斷變化也會引起生態系統結構和功能的變化，從而導致生態服務價值的改變[6-7]，因此，研究土地利用變化下的生態系統服務價值具有重要意義。目前，我國對于土地利用驅動下生態服務價值的變化做了大量的研究，主要體現在：歐陽志云、王偉等對生態系統服務的概念、內涵和價值評估方法進行了闡述[7-8]；謝高地等對中國自然草地和青藏高原高寒草地的生態系統服務價值進行了評估，并根據Costanza提出的核算理論利用專家打分法制定了中國生態系統服務價值當量因子表[9]。此后，以中國生態系統服務價值當量因子表為基礎，結合不同研究區土地利用變化的生態系統服務價值評估大量展開[10-18]。此外，基于遙感和GIS技術研究土地利用/覆蓋變化背景下區域生態系統服務價值變化的研究也逐漸增多[19-22]，并對草地、森林、流域等生態系統服務價值進行評估。這些研究主要對當年的價值進行靜態分析，且依賴于經濟學理論，而缺乏對生態系統自身規律的分析。關于土地利用結構和格局與生態服務價值的內在聯系的定量研究較少。由于生態系統的服務功能與生態系統自身的結構與過程有關，且極易受到不同區域地理、氣候的影響，因此，能夠進行土地利用格局變化、生態系統結構、生態過程與服務功能的關系分析，可進一步為生態服務功能評價提供相對可靠的生態學基礎，也成為目前研究的一個方向[23]。本研究基于土地利用——陸地生態系統耦合模型（TESim_R模型），通過對氣象、植被、土壤以及控件屬性等參數的輸入，得到不同土地利用模式下的生態過程數據，并在此基礎上依據不同的生態服務功能，對土地利用的生態服務價值進行評估。
1 研究區概況
中國北方農牧交錯帶是分隔我國北方東部農區與西部天然草地牧區的生態過渡帶，斜貫東北-西南，北起大興安嶺西麓的呼倫貝爾，西至青海東部，南至寧夏南部，總面積約為72.6萬km2，包括有10省205縣（旗），總人口約6 000多萬[24]，在地理上具有很強的過渡性，同時該地區自然資源條件多樣和相當脆弱，使得該研究區成為我國一個重要的生態脆弱區和生態過渡帶。此外，隨著人類活動長期以來的超強度利用和干擾，該區域的土地利用強度與空間格局發生了巨大變化，嚴重影響了生態服務功能的發揮。因此，以中國北方農牧交錯帶為研究對象，研究土地利用數量結構和空間格局變化對于陸地生態系統服務價值的影響具有重大實際意義。
2 研究方法
2.1 數據來源及處理
（1）土地利用數據：本文中使用的土地利用數據有4期，20世紀70年代的土地利用數據來源于中國科學院地理與資源研究所1992年的1∶400萬土地利用空間分布圖，其他3期的數據來源于80年代中期，90年代初期和2000年的TM遙感影像的解譯結果。
（2）氣象、地形數據：來源于中國科學院地理科學研究所1992年的1∶400萬數字地圖中的中國地貌圖、中華人民共和國國家測繪局1995年編制的1∶25萬地形高程數據庫。氣候資料數據來源于中國氣象局氣象站點數據，選擇了中國北方農牧交錯帶及其周邊地區133個站點的數據，時間范圍為1976—1999年。
（3）統計數據：包括1976—1999年的全國統計年鑒，中國北方農牧交錯帶10省統計年鑒，每年林業統計年鑒、最近時期的調查數據。價格數據來源于中國統計年鑒以及實際調研數據。
2.2 土地利用——生態系統耦合模型
土地利用——陸地生態系統耦合模型（TES-LUC模型），該模型包括幾個大的模塊，土地利用動態過程模塊、凈第一性生產力模塊、水分運動模塊、土壤侵蝕模塊、碳氮元素循環模塊，模型的驅動因素為氣象、植被、土壤以及地理空間屬性和不同植被的相關生理參數等。利用不同的輸入參數，可以得到不同土地利用空間格局下的生態系統過程數據。針對研究區的土地利用實際情況，使用實際氣象數據資料作為驅動，各種空間屬性、植被以及土壤等相關參數，以及相關變量的初始值形成輸入文件，驅動土地利用——生態過程耦合模型TES-LUC，在模型進行多次迭代運算之后，得到4期土地利用現狀下研究區不同格點的凈初級生產力（NPP（x））、平均土壤侵蝕量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有機質含量（U（x））的模擬結果，以及區域整體平均的凈初級生產力（NPP（x））、平均土壤侵蝕量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有機質含量（U（x））的模擬結果，隨后進行各個格點以及研究區整體生態服務價值的計算。
2.3 生態系統服務價值評價方法
根據Costanza等人的分類方法，考慮到研究區的地理地貌特征和植被土壤類型，本文將研究區生態系統服務價值劃分為初級生產、氣候調節、養分循環、水源涵養、侵蝕控制五大類評價指標，以土地利用—生態系統耦合模型模擬的凈初級生產力（NPP）輸出值為基礎，分別計算5個類別的生態服務價值，各類別指標服務價值的評估方法如下。
2.3.1 初級生產價值 凈初級生產力（NPP）和生物量是反映有機物質生產的兩個重要指標，生物量是反映物質的儲存量，而初級生產力是反映某一時間段（如一年）所生產的有機物質量，利用 TES-LUC模型模擬的凈初級生產力（NPP），根據有機物質的單位質量價值，換算得到研究區內生態系統初級生產的價值，具體計算公式為：
Vn=∑∑NPP（x）×Pn（x）
式中，Vn為初級生產的生態系統服務價值（元），NPP（x）為每個柵格內的NPP模擬均值，Pn（x）為單位有機物價值。
2.3.2 氣候調節價值 在評估生態系統固定CO2和釋放O2兩項服務功能時，根據光合作用與呼吸作用的反應方程式，推算每形成1 g干物質需要的CO2的量（一般取1.62 g）和釋放O2的量（一般取1.2 g）[25]；然后利用碳稅法估算吸收CO2的功能價值，工業制氧法估算釋放O2的功能價值， 計算公式為：
Vr=∑∑1.62×NPP（x）×Pr
Vo=∑∑1.2×NPP（x）×Po
式中，NPP（x）為TES-LUC模型模擬的每個柵格內的NPP，Pr、Po分別為碳稅法中CO2的單位質量價值和工業制氧法中的工業制氧價格，CO2的單位質量價值借用瑞典碳稅率0.15美元·kg-1（C）來計算，換算成吸收CO2的稅率為3.36×10-4美元·g-1（CO2）[26]； O2的工業制氧價為4×10-4元·g-1 （O2）[27]。
2.3.3 養分循環價值 生態系統中的植被在生長過程中，能夠同時固定其他養分物質，這些營養物質通過復雜的食物網而循環再生，并成為全球生物地化循環不可或缺的環節。評估生態系統在養分循環中的作用時，以TES-LUC模型模擬的NPP為基礎，估算其重要營養物質氮、磷、鉀在生態系統中的年吸收量。根據統計資料，氮、磷、鉀肥的平均價格分別為400，350，350元·t-1；對應的純氮、磷、鉀元素的折算率分別為79/14，506/62，174/78，即：
Vu=Vun+Vup+Vuk
Vun=∑∑NPP（x）×Rn1×Rn2×Pn
Vup=∑∑NPP（x）×Rp1×Rp2×Pp
Vuk=∑∑NPP（x）×Rk1×Rk2×Pk
式中，Vu為區域生態系統在一時間段內吸收的營養物質價值；Vun、Vup、Vuk分別為吸收的氮、磷、鉀元素價值；Rn1、Rp1 、Rk1分別為各類生態系統中氮、磷、鉀元素在有機物中的分配率（表1）[28]；Rn2、Rp2、Rk2為純氮、純磷、純鉀分別折算為氮肥、磷肥、鉀肥的比例；Pn、Pp、Pk分別為區域時間段內氮肥、磷肥、鉀肥的平均價格。
2.3.4 水源涵養價值 涵養水源是生態系統的一個重要功能，可以參照李金昌等[29]的研究方法來評價生態系統對涵養水源的間接經濟價值。通過TES-LUC模型模擬水分的垂直運動得到不同土壤層的土壤體積含水量。而土壤涵養水源類似于水庫蓄水，因此，通過建立需水量為1 t的水庫的費用來估算涵養水源的價值，查閱工程造價成本可知，中國每建設1 m3庫容的平均成本花費為0.67元[25]。
Vw=∑∑Q（x）×Pw（x）×S（x）
式中，Q（x）為TES-LUC模型模擬的土壤含水量，Pw（x）為建成單位庫容的花費成本，S（x）為對應的面積。
2.3.5 土壤侵蝕價值 根據水利部頒布的《土壤侵蝕分級分類標準》[30]，土壤侵蝕包括減少土地損失面積的價值、減少土壤肥力損失的價值和減少泥沙淤積的價值，可通過TES-LUC模型模擬的土壤侵蝕量和土壤有機質對這一價值進行計算。
（1）土地面積減少量。主要根據土壤侵蝕量和土壤耕作層的平均厚度來計算，以我國土壤耕作層的平均厚度（0.3 m）作為土層厚度，采用土地的機會成本法估算土地面積減少的經濟價值，計算式為：
Vss（x）=[E（x）+0.3]×OC（x）
式中，Vss（x）為每個柵格處在一段時間內減少的土地面積損失價值，E（x）為TES-LUC模型模擬的土壤侵蝕量，OC（x）為土壤生產的機會成本（元·m-2）。其取值是根據不同的生態系統類型來確定的，如表2所示。
（2）土壤肥力損失量。保持土壤肥力主要包括減少有機質損失，氮、磷、鉀損失，分別由以下公式計算：
Vfec（x）=E（x）×U（x）×Pfc
Vfec（x）=E（x）×N（x）×Pfn
Vfep（x）=E（x）×Cp（x）×Pfp
Vfek（x）=E（x）×Ck（x）×Pfk
Vfe（x）=Vfec（x）×Vfen（x）×Vfep（x）×Vfek（x）
式中，Vfec（x）、Vfen（x）、Vfep（x）、Vfek（x）分別為減少N、P、K損失的功能價值，E（x）為TES模型模擬的土壤侵蝕量；U（x）為TESim模型模擬的單位土壤有機質含量；N（x）、Cp（x）、Ck（x）、分別為土壤的純N化肥當量，純P化肥當量和純K化肥當量；Pfc、Pfn、Pfp、Pfk分別為柴薪、氮肥、磷肥、鉀肥的平均價格。土壤中的氮元素、磷元素和鉀元素含量則參考研究區的文獻數據北方農牧交錯區[5] 部分（表3）。
（3）泥沙淤積價值。通常，土壤侵蝕會導致部分泥沙淤積于水庫、江河、湖泊等處，并直接造成其需蓄水量的下降，從而在某種程度上加劇干旱、洪澇等災害的發生。生態系統減少的這部分損失的價值可以近似根據蓄水成本來計算：
Vst（x）=E（x）×Ltr（x）×Pre（x）
式中，Vst（x）為生態系統在一段時間內減少淤泥損失的價值；E（x）為TES模型模擬的土壤侵蝕量；Ltr（x）為總侵蝕量中會造成淤積的泥例；Pre（x）為平均庫容工程費。
綜合上述3項因子價值，最終可得土壤侵蝕功能價值為：
Usr=Vss+Vfe+Vst
2.4 價格參數的處理
由統計資料不難發現，物價水平在1976—2000年的模擬期間，有著顯著的上升趨勢。由于生態效益評估涉及到不同年份間生態系統服務價值的比較，根據區域生態資產計算的特點，且受限于價格數據的來源，因此，必須對不同年份的價格變量進行轉換和折算。本研究采用消費物價指數（Consumer price index，CPI），以1978年為貨幣基準年，近似處理不同年份得到的價格數據（圖1），從而納入統一的評估框架。
將所有價格數據和中間參數小結如下，表4展示了評估框架中，價格參量的數值、單位、數據來源和涵義。
3 結果與分析
3.1 不同土地利用數量結構下的生態服務價值
表5給出了從20世紀70年代—2000年研究區土地利用類型數量結構變化的統計結果。從表5中可以看出，我國北方農牧交錯帶土地利用結構以草地和耕地為主，分別占到總面積的33.26%（2000年）和41.63%（2000年），合計達到74.89%。自20世紀70年代到2000年，土地利用結構發生了較大變化，從總體趨勢來看，可以分為兩個階段，第一階段為20世紀70年代到20世紀80年代后期，土地利用數量結構劇烈變化。其中，耕地、草地所占面積急劇增加，其中增幅最大的是草地，上升了11%；而林地所占面積則大幅下降，產生原因可能是由于社會經濟的快速發展和人口的急劇增加，大量的林地轉化為可用于耕種的耕地和可用于放牧的草地。另一階段是1980年代后期到2000年，土地利用變化方向產生一定轉變，且土地利用變化程度減緩，其中，耕地保持平穩上升趨勢，林地經過小幅上升后略有下降；而草地保持略微下降趨勢。表明土地利用類型逐漸由林地向耕地和草地轉化。另外，為了防風固沙、保持水土，一些防護林工程也陸續開始實施，使得1980年代后期的林地所占面積有所回升。
運用前文所述方法，對研究區生態服務價值進行計算，結果見表6。從表中可以看出，從生態服務價值總值來看，中國北方農牧交錯帶的生態服務總價值變化，大體上可以分為兩個階段，從20世紀70年代到20世紀90年代，生態服務總價值由1 434億元下降到1 291億元，這是因為土地利用變化總體趨勢為耕地和草地大量增加，林地減少。而耕地和草地的單位生態服務功能價值指數遠遠小于林地。從20世紀90年代到2000年，生態服務總價值開始回升，這也與土地利用數量變化程度減緩和生態環境效益改善有關系。從不同土地利用類型所占的生態服務價值的數量比例來看，草地由于其面積較大，它所占的比重最高，平均每年占總生態服務價值的40%以上；林地的面積比例盡管下降，但其生態服務價值比例卻逐漸升高；而耕地的生態服務價值所占比例相對穩定，為30%左右。不同生態系統所占的生態價值比例也充分體現了該區域土地利用以農業和牧業用地為主的顯著特點。隨著土地利用變化的加劇，不同生態系統生態價值也隨之變化。
3.2 不同土地利用空間格局下的生態服務價值
由前文所述方法運用GIS軟件得到中國北方農牧交錯帶不同時期生態服務價值空間分布圖（圖2）。從圖2中可以看出，研究區生態服務價值受土地利用類型的影響相當明顯，總體上呈現從東北向西南遞減的趨勢，由于研究區東北部主要分布著森林植被，其生態服務價值比較高，大部分高于10 000元·hm-2左右；中部為內蒙古高原向黃土高原過渡區，分布著較多的草地和耕地，生態服務價值約在3 000元·hm-2左右，南部為青藏高原向黃土高原過渡區，生態服務價值偏低，多低于1 000元·hm-2。從20世紀70年代—20世紀90年代期間，大量的林地向耕地和草地轉移，研究區的生態服務價值呈現整體降低趨勢，中西部地區尤為明顯。其中，20世紀70年代—20世紀80年代年間，生態服務價值在中西部小部分地區略有下降；20世紀80年代—20世紀90年代期間，研究區全區生態服務價值有一定程度的減弱，其中以中西部地區最為明顯，耕地和草地的生態環境進一步惡劣；20世紀90年代—2000年間，區域生態服務的空間變化趨勢減緩，從圖中較難看出明顯差異，這與之前的數量分析結果相對應。
進一步對全區生態服務價值進行分級，并統計各級柵格個數（表7），可以看出，20世紀70年代研究區生態服務價值主要集中在1 000～3 000元·hm-2的區間，共占了生態服務總值的58%，生態服務功能價值較高；20世紀80年代，全區生態服務價值分布在1 000～3 000元·hm-2之間的比例基本持平，但大于4 000元·hm-2的比例顯著下降，表明高生態服務價值區逐漸減少；20世紀90年代，生態服務價值主要集中在1 000～2 000元·hm-2之間，其中低于1 000元·hm-2的面積比例明顯增大，而高于4 000元·hm-2比例繼續減少，表明區域生態服價值繼續降低；2000年，全區生態服務價值在低于1 000元·hm-2之間的分布最多，達39.01%，而高于4 000元·hm-2的比例也降至10.51%。生態服務價值兩極分化日趨嚴重。
4 結論與討論
參照前人研究成果，結合研究區實際情況，我們確定了研究區土地利用生態服務價值的計算方法。并利用土地利用——生態系統耦合模型的模擬數據作為基礎數據，通過GIS等手段實現對中國北方農牧交錯帶生態服務價值的時空格局變化的研究。本研究基于生態系統過程，然后將直接和間接市場價值引入生態系統服務評價體系，從而把生態系統過程和社會經濟緊密聯系起來，使評價結果更加客觀和可靠。
為了驗證本文計算結果，將他人研究成果進行簡單的面積比例折算，與本研究的結果對比分析（均進行物價指數處理）。經過文獻檢測發現，國內其他大尺度的自然及社會條件相近地區的生態系統服務評價工作大部分在1990年代開展，其中包括：運用遙感技術對內蒙古生態資產測量，經過折算后結果為1 663.9億元[31]；利用直接和間接價值計算法評估青藏高原，折算到本研究面積的生態系統服務價值為2 658億元[9]。本文評價結果表明，中國北方農牧交錯帶的生態系統服務功能平均總價值在1990年代為1 255億元，由于本研究只是不完全評估了5種生態系統服務，因此可以認為，本研究與眾多其他研究的評價結果在數量上基本一致。
本研究的生態經濟分析結果表明，不同的土地利用數量結構對生態服務價值有重要影響。由于1970年代至1990年代，土地利用結構主要表現在林地大量減少，耕地和牧草地大量增多，導致高生態服務價值用地向低生態服務價值用地轉化，北方農牧交錯帶生態總價值在30年中從1 434億元降低到1 070億元。進入1990年代中后期，隨著土地利用結構變化日趨平緩及一些政策促進生態環境的改善，北方農牧交錯帶生態效益總價值開始逐步回升。
研究也表明，土地利用空間格局不同，其生態服務價值也有很大差異。分布著森林的東北部單位面積平均生態服務價值最高，分布著耕地的西部地區則相對最低。1970年代—1990年代中，高生態服務價值地區不斷減少，低值地區不斷增多，生態服務總價值也出現減少趨勢，因此，制定政策時需要關注如何提高單位面積的生態服務價值，以及擴大單位生態服務價值高的區域的面積，通過本文分析可知，保證較高的森林覆蓋率是維持生態環境的重要措施。
由于數據和資料的局限，本文只計算了2000年之前的生態服務價值，而從2000年起，研究區開始大面積實施退耕還林/草工程，此政策對土地利用模式和生態服務效益都有一定的良好影響，還有待做進一步的持續性研究。
參考文獻：
[1] Costanza R， D'Arge R， de Groot R， et al. The value of the world's ecosystem services and natural capital [J]. Nature， 1997（386）： 253-260.
[2] Repetto R. Accounting for environmental assets [J]. Scientific American， 1992： 64-70.
[3] The Conceptual Framework Working Group of The Millennium Ecosystem Assessment. Ecosystem and human well-being [M]. Washington D C： Island Press， 2003.
[4] 岳書平， 張樹文， 閆業超. 東北樣帶土地利用變化對生態服務價值的影響[J]. 地理學報， 2007， 62（8）： 879-886.
[5] 鄭淑華， 王堃， 趙萌莉， 等. 北方農牧交錯區草地生態系統服務間接價值的初步評估—以太仆寺旗和沽源縣境內為例[J]. 草業科學， 2009， 26（9）： 18-23.
[6] 王科明， 石惠春， 周偉， 等. 干旱地區土地利用結構變化與生態服務價值的關系研究—以酒泉市為例[J]. 中國人口·資源與環境， 2011， 21（3）： 124-127.
[7] 歐陽志云， 王如松， 趙景柱. 生態系統服務功能及其生態經濟價值評價[J]. 應用生態學報， 1999， 10（5）： 635-639.
[8] 王偉， 陸健健. 生態系統服務功能分類與價值評估探討[J]. 生態學雜志， 2005， 24（11）： 1314-1316.
[9] 謝高地， 魯春霞， 冷允法， 等. 青藏高原生態資產的價值評估[J]. 自然資源學報， 2003， 18（2）： 189-196.
[10] 湯潔， 莊玉夏， 劉亞修， 等. 土地利用變化對生態系統服務價值的影響研究—以吉林省大安市為例[J]. 吉林農業大學學報， 2007， 29（3）： 298-302， 306.
[11] 王宗明， 張樹清， 張柏. 土地利用變化對三江平原生態系統服務價值的影響[J]. 中國環境科學， 2004， 24（1）： 125-128.
[12] 周鑫， 左平， 滕厚峰， 等. 基于土地利用變化的生態系統服務價值核算——以江蘇鹽城濱海濕地為例[J]. 海洋通報， 2011， 30（6）： 656-661.
[13] 胡喜生， 洪偉， 吳承禎. 福州市土地生態系統服務功能價值的評估[J]. 東北林業大學學報， 2011， 39（12）： 90-94.
[14] 呂明權， 王延平， 王繼軍. 吳起縣土地利用變化及其生態服務價值研究[J]. 水土保持研究， 2010， 17（1）： 144-148， 153.
[15] 孫慧蘭， 李衛紅， 陳亞鵬， 等. 新疆伊犁河流域生態服務價值對土地利用變化的響應[J]. 生態學報， 2010， 30（4）： 887-894.
[16] 周飛， 陳士銀， 吳明發. 土地利用結構變化及其生態服務功能響應——以廣東省湛江市為例[J]. 安全與環境學報， 2007， 7（5）： 76-79.
[17] 謝余初， 鞏杰， 趙彩霞， 等. 干旱區綠洲土地利用變化的生態系統服務價值響應——以甘肅省金塔縣為例[J]. 水土保持研究， 2012， 19（2）： 166-170.
[18] 曹銀貴， 周偉， 袁春. 基于土地利用變化的區域生態服務價值研究[J]. 水土保持通報， 2010， 30（4）： 241-246.
[19] 于智強， 臧德彥， 陳龍乾， 等. 基于遙感的撫州市土地利用變化及生態系統服務功能價值變化研究[J]. 西北農業學報， 2010， 19（5）： 202-206.
[20] 高清竹， 何立環， 黃曉霞， 等. 海河上游農牧交錯地區生態系統服務價值的變化[J]. 自然資源學報， 2002， 17（6）： 706-712.
[21] 吳海珍， 阿如旱， 郭田保， 等. 基于RS和GIS的內蒙古多倫縣土地利用變化對生態服務價值的影響[J]. 地理科學， 2011， 31（1）： 110-116.
[22] 陳美球， 趙寶蘋， 羅志軍， 等. 基于RS和GIS的贛江上游流域生態系統服務價值變化[J]. 生態學報， 2013， 33（9）： 2761-2767.
[23] 李文華， 張彪， 謝高地. 中國生態系統服務研究的回顧與展望[J]. 自然資源學報， 2009， 24（1）： 1-10.
[24] 王靜愛， 徐霞， 劉培芳. 中國北方農牧交錯帶土地利用與人口負荷研究[J]. 資源科學， 1999， 21（5）： 19-24， 8.
[25] 歐陽志云， 王效科， 苗鴻. 中國陸地生態系統服務功能及其生態經濟價值的初步研究[J]. 生態學報， 1999， 19（5）： 607-613.
[26] 國家環境保護局. 中國生物多樣性國別報告[M]. 北京： 中國環境科學出版社， 1997.
[27] 國家統計局. 中國統計年鑒[M]. 北京： 中國統計出版社， 1992.
[28] 中國生物多樣性國情研究報告組. 中國生物多樣性國情研究報告[M]. 北京： 中國環境科學出版社， 1998：191-210.
[29] 李金昌， 姜文來， 靳樂山， 等. 生態價值論[M]. 重慶： 重慶大學出版社， 1999.
