全 文 ：中国生态农业学报 2015年 6月 第 23卷 第 6期
Chinese Journal of Eco-Agriculture, Jun. 2015, 23(6): 775784


* 国家“十二五”科技支撑重大项目(2011BAC09B01)和贵州省科学技术基金[黔科合 J字(2012)2217号]资助
** 通讯作者, E-mail: xiongkn@163.com
高渐飞, 主要从事喀斯特石漠化治理与资源开发利用研究工作。E-mail: gaojf2010@163.com
收稿日期: 20141108 接受日期: 20150214
http://www.ecoagri.ac.cn
DOI: 10.13930/j.cnki.cjea.141035
喀斯特石漠化生态系统服务价值对生态治理的响应*
——以贵州花江峡谷石漠化治理示范区为例
高渐飞1,3 熊康宁2,3**
(1. 贵州省山地资源研究所 贵阳 550001; 2. 贵州师范大学中国南方喀斯特研究院 贵阳 550001;
3. 国家喀斯特石漠化防治工程技术研究中心 贵阳 550001)
摘 要 为揭示喀斯特石漠化生态系统服务功能价值对生态治理的响应, 以贵州花江峡谷为例, 将提供产品、
涵养水源、保持土壤、土壤肥力、固碳释氧 5 项功能作为服务价值评估指标, 选择生态治理两个时段(前期
2000—2005年、后期 2005—2010年), 基于实测与调查数据, 采用物质量和价值量相结合的方法对生态系统服
务价值进行了估算。研究区 10 a的生态系统类型变化过程中, 发生转变的面积 14.29 hm2, 占总面积的 27.7%。
其中林分、灌丛、其他生态系统面积有所增加, 而耕地、裸岩荒地面积大幅度减少。2000—2005 年研究区生态
系统类型发生转变的面积 11.83 hm2, 占土地总面积的 22.9%, 主要变化区域集中在河岸两侧实施退耕还林区域。
2005—2010 年研究区生态系统类型发生转变的面积仅占总面积的 4.8%, 与上一阶段相比转变强度明显降低,
变化区域较为分散。研究区生态治理后系统服务价值显著增加, 2000—2010年共增加 9.61×107元, 其中前期增
额占 18.2%, 后期占 81.8%。前期年均增长 3.49×106元, 后期年均增长 1.57×107元, 后期生态服务价值增长更
为显著。其中固定 CO2、释放 O2价值, 产品供给价值和土壤肥力都是服务价值主要组成部分。功能价值的增
加一方面源于服务价值低的生态系统向服务价值高的演变(10 年间研究区耕地和裸岩荒地向经济生态系统转
出 868.60 hm2), 另一方面归功于生态系统内部服务价值的增加, 其贡献率大于 80%, 是驱动服务价值变化的主
导因素。生态治理后生态系统类型间发生明显的空间转变, 转变强度、场所与所实施生态治理工程的数量、区
域密切相关。治理后生态系统类型间发生转变时间响应较快(前期转变面积占总转变面积的 83.0%), 但主要服务
功能恢复期后才大幅度增加(后期增加功能价值占总增额的 81.8%), 相比较服务价值变化响应有一定滞后性。
关键词 生态服务价值 生态系统类型 生态治理 喀斯特石漠化 花江示范区
中图分类号: X144; X821 文献标识码: A 文章编号: 1671-3990(2015)06-0775-10
Ecosystem service value responses to ecological control in Karst region
— A case study of Huajiang Gorge Demonstration Area of Rocky
Desertification Control in Guizhou
GAO Jianfei1,3, XIONG Kangning2,3
(1. Guizhou Mountainous Resources Institute, Guiyang 550001, China; 2. Institute of South China Karst, Guizhou Normal
University, Guiyang 550001, China; 3. State Engineering Technology Center of Karst Rocky Desertification, Guiyang 550001,
China)
Abstract To reveal responses of ecosystem service value to Karst rocky desertification control is important for understanding
characteristics and driving factors of ecosystem service value changes in Karst area under environment management. The
results are also important for policy making of the subsequent eco-management. In this paper, Huajiang Gorge Demonstration
Area of the Rocky Desertification Control Project in Guizhou Province was investigated for the ecosystem service values at the
early (from 2000 to 2005) and later (from 2005 to 2010) periods of ecological control project. Values of five ecosystem
776 中国生态农业学报 2015 第 23卷


http://www.ecoagri.ac.cn
services, product supply, soil conservation, carbon fixation and oxygen release, water conservation, soil fertility, were
calculated with physical amount and value amount calculation methods based on field measurement and survey data. During
Rocky Desertification Control Project period from 2000 to 2010, the ecosystem types changed at 14.29 hm2 area, accounting
for 27.7% of the total area. Areas of stand, shrub increased, while area of cultivated land and bare rock and waste slope
decreased. From 2000 to 2005, ecosystem types converted in 11.83 hm2 area, accounting for 22.9% of the total area, mainly
happening in returning farmland to forest area along river valley. From 2005 to 2010, there was 4.8% total areas changed in
ecosystem types, and changing area was scattered. Ecosystem service value increased significantly after ecological control of
rocky desertification. From 2000 to 2010, ecosystem service value increased 9.61×107 Yuan in total. The increment in the early
(from 2000 to 2005) and later (from 2005 to 2010) periods accounted for 18.2% and 81.8% of the total, respectively. The
increase in the later period was more obvious than that in the early period. The increase rates for the two periods were
respectively 3.49×106 Yuan per year and 1.57×107 Yuan per year. The results also showed carbon fixation and oxygen release,
product supply and soil fertility were the main ecosystem services in the study area. Ecosystem service value increase resulted
from ecosystem conversions from low service value types to high service value types. For example, from 2000 to 2010 868.60
hm2 cultivated land, bare rock and waste slope transferred into economic ecosystem. On the other hand, it resulted from
increase of internal ecosystem service value which was the dominant element of ecosystem service value with more than 80%
contribution rate after ecological control. The spatial conversion among ecosystem types in the study area after ecological
control was obvious. The converting proportion, place were closely correlated with quantity of ecological projects and
implementation areas. Conversion of ecosystem types responded quickly to the ecological projects (early conversion area of
ecosystem types accounted for 83.0% of the total conversion area), while service values substantially increased at the later
period (when increased service values accounted for 81.8% of total increased values), indicating certain hysteresis of
ecosystem service value response to the ecological management practice.
Keywords Ecosystem service value; Ecosystem type; Ecological control; Karst rocky desertification; Huajiang Gorge
demonstration area
(Received Nov. 8, 2014; accepted Feb. 14, 2015)
喀斯特石漠化导致植被破坏、土壤、水分、养
分流失及物种萌生及庇护场所丧失, 生态系统服务
功能衰退甚至丧失[14]。因此, 生态恢复模式与重建
技术研究成为当前研究者所关注的焦点[46]。生态恢
复的目的就是恢复生态系统的结构和功能, 为人类
提供生态服务[7]。生态系统服务功能价值以直观的货
币形式体现生态系统的功能状况 [8], 已作为评价生
态环境变化的主要指标之一被当今科学界普遍接
受[910]。目前有关生态系统服务的生态学机制、评
价模型、评价指标、单位面积服务价值当量 [8,1112]
等方面已开展了较多的研究, 为后续研究提供了便
捷。借鉴以上成果, 研究者对喀斯特生态系统服务
价值也进行了估算, 其方法可归为 3 类: 一是根据
研究区情况, 选择当量因子中的部分指标, 参照其
他地区相应指标值进行评价 [13]; 二是利用价值当
量, 基于土地利用或变化讨论生态服务功能及其变
化 [1415]; 第三是在价值当量体系基础上, 借助 GIS
和遥感技术 , 获得生态系统服务价值空间分异特
征 [1618]。由于谢高地等[12]的当量因子体系中没有体
现一级分类项目的内部异质性, 不能表现同一生态
系统内部服务价值及变化情况。对喀斯特退化生态
系统恢复后某一方面服务价值的变化探讨也引起了
关注[1921], 但恢复前后生态系统整体服务价值动态
变化过程还不清楚。
作为衡量区域生态环境状况的重要手段之一 ,
生态系统服务价值动态评估研究不仅为生态保护和
恢复措施的实施效果评价提供有力依据, 而且对后
续的生态管理决策的制定具有较强的指导意义。贵
州花江峡谷石漠化治理示范区, 于 2000年开始治理
工作, 实施了退牧还林、封山育林、坡改梯等生态
工程, 示范区生态系统得到了很好恢复[22]。但生态
系统服务价值动态变化过程、程度及驱动机制仍不
清楚, 无法总结生态服务功能可持续前提下的土地
利用优化理论与模式, 以及如何维护和管理初步恢
复后的退化生态系统。本研究将提供产品、涵养水
源、保持土壤、维持与增加土壤肥力、固碳释氧气 5
项服务功能作为评价指标, 运用 3S 技术获取生态系
统类型空间分布数据, 基于实测和实际调查数据, 对
生态前后两个时段 (前期 2000—2005 年、后期
2005—2010 年)研究区生态系统服务价值动态进行定
量研究, 以揭示生态治理下喀斯特石漠化生态系统
服务价值变化特征及其主导驱动因素, 为石漠化治
理及治理后效益评价提供参考。
1 数据与方法
1.1 研究区概况
研究区贵州花江峡谷石漠化治理示范区位于贵
第 6期 高渐飞等: 喀斯特石漠化生态系统服务价值对生态治理的响应 777


http://www.ecoagri.ac.cn
州省西南部关岭县以南、贞丰县以北的北盘江花江
河段, 东经 105°36′30′′~105°46′30′′、北纬 25°39′13′′~
25°4l′00′′, 总面积 51.64 km2。出露地层主要为中、
上三叠统地层, 岩层厚度大, 碳酸盐岩占 95%以上。
土壤以石灰土为主, 土壤结构不良、质地黏重、缺
乏团粒结构。为典型喀斯特中山峡谷地貌, 山多、
坡陡、北盘江河谷深切达 980 m(图 1), 生境要素垂
直分异明显, 具有典型干热河谷气候特征, 冬春温
暖干旱, 夏秋湿热, 热量资源丰富; 年均温 18.4 ℃,
年均极端最高气温为 32.4 ℃, 年均极端最低气温为
6.6 ℃, 年均降水量 1 100 mm, 但时空分布不均,
5—10 月降水量占全年总降水量的 83%; 生态环境
严酷, 石漠化十分严重, 曾是联合国教科文组织界
定的不适宜人居环境。

图 1 研究区地形特征
Fig. 1 Topographic characteristics of the study area
示范区于 2000年开始治理工作, 初步统计 2000—
2010年示范区共实施封山育林育草 172.2 hm2, 栽植顶
坛花椒(Zanthoxylum planispinum var. dintanensis)、金
银花(Lonicera japonica)、火龙果(Hylocereus undatus)
等经济林 104.5 hm2, 实施坡改梯 7.9 hm2、人工种草
1.2 hm2。通过屋面集雨、坡面蓄水、泉点引水等方
式, 基本解决农户饮水问题。花椒、金银花、火龙
果已形成气候, 成为研究区农户主要经济收入; “顶
坛模式”[22]成为石漠化治理的成功典范。
1.2 数据来源
1)土地利用/覆被数据
采用 2000年、2005年和 2010年 3期卫星遥感
影像(空间分辨率 5 m), 将研究区划分为耕地、林分、
灌丛、经济林、裸岩荒地和其他生态系统 6 种类型
(2000年涉及除经济林外的 5种类型)。其中, 耕地生
态系统包括水田和旱地, 林分生态系统包括密林地
(有林地), 灌丛包括灌木林地、灌草丛, 经济林主要
为花椒林, 裸岩荒地包括荒草地和裸岩石砾地, 其
他生态系统包括建筑用地(居民点、工矿用地、道路
交通用地)和水域。在 3S技术平台下, 用遥感影像的
光谱特征自动提取和人机交互解译相结合的方法 ,
同时叠加 1︰10 000地形图、同时期 1︰10 000土地
利用图、1︰10 000 林业二次调查图(来源于贵州省
贞丰县和关岭县国土、林业局)等图件综合分析, 最
后经过野外实地验证校正 , 正确率达到 96%以上 ,
建立研究区生态系统类型空间数据库(图 2)。
2)植被生物量测定
研究区共设置有 12个不同植被配置样地, 其中
灌丛 2 个、裸岩荒地 2 个、耕地 2 个、林分 2 个、
经济林 4个；每个样方设置 1个 20 m×20 m样地。
于 2005 年开始监测, 对于 2000 年的植被与土壤监
测, 采用时间代替空间方法, 将 2005 年对应的类型
样地中植被与土壤数据最小值作为 2000年值。林木
地上部分生物量运用公式(1)和(2)[23]进行计算:
2=0.075 5 .894 1W D H乔木 胸径( )0 (1)
2=0.049 5 .074 0W D H灌木 地径( )0 (2)
式中: W为地上部分生物量, 单位 g·m2; D为植物平
均胸径/地径, 单位 cm; H为植物平均高度, 单位 m。
778 中国生态农业学报 2015 第 23卷


http://www.ecoagri.ac.cn

图 2 2000—2010年研究区生态系统空间变化
Fig. 2 Changes of ecosystem types in the study area during
years 2000 to 2010
草本生物量, 在样方对角线的两端和中点处选择 5
块 1 m×1 m的子样方, 将其内的草本植物剪至根部,
收集称其鲜重, 带回实验室在 80 ℃下烘干至恒重
并称其干重, 精确到 0.01 g(表 1)。
3)土壤数据
在所设置的 12 个不同样地内选择有代表性的
采样点, 铲去表层约 3 cm左右的土壤, 然后倾斜向
下切取 10~20 cm深度的土壤。将各采样点土样集中
一起混合均匀, 每块样地采集土样约 1 kg, 即为混
合土壤样品; 同时将已知体积的环刀压入土中取环
刀土。将土样一并带回实验室进行理化性质测定 ,
包括: 土壤容重(环刀法)、土壤自然含水量(烘箱法)、
田间持水量(威尔科克斯法)、速效钾(醋酸铵浸提
火焰光度法)、有效磷(碳酸氢钠浸提钼锑抗比色
法)、碱解氮碱解(扩散法)、有机质(重铬酸钾外加
热法)等(表 2)。
4)涵养水源量
生态系统涵养水源量包括林冠一次最大截留
量、枯落物层最大持水量和灌草层最大持水量。由
于处于植被严重退化喀斯特石漠化地区, 疏林地无
法达到常态地貌下的郁闭状态, 林下枯落物层较薄,
其涵养水源量以土壤层涵养水源量计算。土壤层涵
养水源量计算公式[24]为:
1
n
i i i
i
Q S H P

  (3)
式中: Q为土壤贮水量, Si为 i种土壤的面积, Hi为 i
种土壤的深度(为计算方便, 常取平均值), Pi为 i 种
表 1 2000—2010年研究区不同类型生态系统草本与乔灌木层生物量
Table 1 Ecosystem biomass of herb layer and tree and shrub layer in the study area from 2000 and 2010 g·m2
草本层 Herb layer 乔灌木层 Tree and shrub layer
生态系统类型
Ecosystem type 2000年
Year 2000
2005年
Year 2005
2010年
Year 2010
2000年 Year
2000
2005年
Year 2005
2010年
Year 2010
耕地 Cultivated land 239.85 239.85±9.83 239.85±6.86 0 0 0
林分 Stand 22.36 28.45±15.54 276.08±25.69 154.32 187.55±37.10 467.48±48.50
灌丛 Shrub 85.38 101.21±1.56 172.54±8.41 125.05 175.38±10.84 244.71±16.53
经济林 Economic forest 239.85 0 0 0 143.93±10.00 239.88±11.84
裸岩荒地 Bare rock and waste slope 56.32 79.63±1.54 168.21±18.62 5.65 12.92±10.00 56.88±15.60

土壤田间持水率, n为土壤的种类数(每种植被覆土
壤视为一类)(表 3)。
5)土壤侵蚀量数据
土壤侵蚀量主要通过沉沙池来测量, 沉沙池建
在研究区南岸斜坡中段, 是一相对封闭的小流域,流
域集水面积 26.30 hm2。流域出露岩石全为垄头组碳
酸盐岩, 坡度 26~35。径流小区建设时, 生态系统
类型构成中耕地占 30.1%、林分 3.4%、灌丛 33.4%、
裸岩荒地 12.9%、其他 21.4%。通过拦截将流域径流
汇入沉沙池(沉沙池长 5.0 m、宽 2.5 m、深 2.3 m, 其
长轴方向和流域一致)。于 1999 年开始水土流失监
测，每年 3月、8月、12月 3次将沉沙池收集到的土
壤带回实验室烘干称重, 累计得到土壤年流失量。计
算得到土壤侵蚀模数, 2000年、2005年和 2010年土壤
侵蚀模数分别为 24.54 t·km2·a1、21.36 t·km2·a1 和
14.64 t·km2·a1。以面积比例测算示范区土壤流失量。
第 6期 高渐飞等: 喀斯特石漠化生态系统服务价值对生态治理的响应 779


http://www.ecoagri.ac.cn
表 2 2000—2010年研究区不同类型生态系统土壤有机质与养分含量
Table 2 Soil organic matter and nutrients contents of different ecosystem types in the study area from 2000 to 2010
项目
Item
年份
Year
耕地
Cultivated land
林分
Stand
灌丛
Shrub
经济林
Economic forest
岩坡裸地
Bare rock and waste slope
2000 34.43 30.92 39.50 34.43 30.30
2005 56.30±0.64 40.00±4.15 84.10±8.50 35.60±10.52 32.60±13.18
有机质
Organic matter
(g·kg1)
2010 53.93±6.36 56.34±14.97 96.54±5.93 64.51±12.80 43.97±4.42
2000 112.00 148.00 107.00 112.00 94.66
2005 128.54±0.71 210.00±18.81 127.50±46.23 112.00±9.88 115.00±17.15
水解氮
Hydrolyzed
nitrogen
(mg·kg1) 2010 300.12±13.37 289.54±115.51 204.50±63.38 255.70±56.15 232.43±48.76
2000 3.50 14.64 3.05 3.50 2.34
2005 4.20±3.99 15.18±2.12 4.50±3.05 5.23±4.47 3.17±0.23
有效磷
Available
phosphorous
(mg·kg1) 2010 13.43±1.47 18.37±5.05 8.69±3.90 12.87±4.12 7.68±4.81
2000 73.20 93.40 75.60 73.20 80.00
2005 85.00±4.67 109.40±7.07 84.50±17.56 73.20±8.29 103.40±4.70
速效钾
Available
potassium
(mg·kg1) 2010 96.52±7.70 176.30±8.62 129.90±24.23 112.70±16.01 98.86±19.85
表 3 2000—2010年研究区不同类型生态系统土壤容重与含水量
Table 3 Soil bulk density and field water content of different ecosystem types in the study area from 2000 to 2010
容重 Bulk density (g·cm3 ) 含水量 Water content (%)
生态系统类型
Ecosystem type
土层厚度
Soil thickness
(cm)
2000年
Year 2000
2005年
Year 2005
2010年
Year 2010
2000年
Year 2000
2005年
Year 2005
2010年
Year 2010
耕地 Cultivated land 30 1.03 1.24±0.27 1.04±0.08 33.34 39.69±5.66 46.26±0.33
林分 Stand 20 0.87 0.98±0.25 0.92±0.24 33.25 38.21±3.29 48.48±6.46
灌丛 Shrub 20 1.06 1.09±0.33 1.09±0.03 33.25 35.02±2.02 42.40±5.12
经济林 Economic forest 25 1.03 1.08±0.25 1.07±0.10 33.34 34.16±3.96 40.56±5.05
裸岩荒地 Bare rock and waste slope 10 1.23 1.22±0.07 1.18±0.12 30.07 32.55±0.92 36.65±2.50

6)其他数据
社会经济数据源于课题组 2000 年、2005 年、
2010年以农户为单位进行的实际调查统计得到。
1.3 生态系统服务价值评估方法
1.3.1 产品供给
生态系统的产品供给价值可以通过市场交换来
实现[19]。研究区经济产品主要有林花椒、红龙果、
金银花, 粮食有玉米、花生、红苕, 牲畜有猪、牛、
鸡, 在调查过程中归为粮食种植收入、经济林收入
和畜牧业收入 3 项统计, 经价格指数调整后作为产
品服务价值(表 4)。
表 4 2000—2010年研究区产品供给价值调查统计
Table 4 Survey on product supply value of the study area
from 2000 to 2010 106 Yuan
年份
Year
粮食种植
Grain plant
经济林
Economic
forest
畜牧业
Animal
husbandry
合计
Total
2000 1.61 1.22 1.77 4.61
2005 1.52 2.01 6.30 9.85
2010 2.42 13.11 12.70 2.85
1.3.2 保持土壤
土壤保持价值是石漠化生态系统最为重要的服
务类型之一。根据不同年份土壤流失面积(耕地+林
分+灌木+经济林+裸岩荒地面积)计算得出流失量。
采用影子工程法, 以该区域 2010年土地整理工程客
土覆盖单价 7.29元·m3计算研究区土壤保持价值。
1.3.3 涵养水源价值
生态系统涵养水源量包括林冠一次最大截留量,
枯落物层最大持水量和灌草层最大持水量。由于处
于植被严重退化喀斯特石漠化地区, 林分无法达到
常态地貌下的郁闭状态, 林下枯落物层较薄, 其涵
养水源量以土壤层涵养水源量计算。采用替代成本
法, 以研究区 2010年饮用水水价 5.36元·m3估算涵
养水源的价值。
1.3.4 固定 CO2和制造 O2价值
植物固CO2: 根据光合作用反映方程式 , 推算
每形成1 g干物质, 需要吸收1.62 g CO2, 释放1.2 g
O2[25]。根据监测的林木和草本生物量计算出生态系
统固定CO2量和释放O2量 ; 采用市场价值法 , 生态
系统的固碳价格按碳税法[1.02 元·kg1(C)][26]; O2以
780 中国生态农业学报 2015 第 23卷


http://www.ecoagri.ac.cn
我国工业制氧影子价格计[25]。
1.3.5 维持与增加土壤肥力
在野外实地监测的基础上, 将土壤样品带回实
验室测试, 获取土壤有机质、水解氮、有效磷、速效
钾含量。有机质生产影子价格按 51.3 元·t1 计算[25];
氮、磷、钾将其转变为相应的化肥量, 再采用市场价
值法, 以尿素 2 500元·t1(氮含量 46%)、磷肥 800元·t1
(磷含量 20%)、钾肥 3 500元·t1(钾含量 30%)的市场
价值来估算肥力保持的价值。
2 结果与分析
2.1 生态系统类型转变与面积变化
研究区 10 a的生态系统类型变化过程中, 发生
转变的面积 14.29 hm2, 占总面积的 27.7%。其中林
分、灌丛、其他生态系统面积有所增加, 而耕地、裸
岩荒地面积大幅度减少。经济林面积增加最快, 其次
为林分、其他生态系统和灌丛; 面积减少最大的是耕
地, 其次为裸岩荒地(表 5)。研究区生态系统变化与
生态治理工程的类型、实施场所密切关联。经济林
面积增加主要归因于大面积坡耕地退耕还林为花椒
林, 林分面积增加因灌丛经过 10 a的恢复演变为林
分, 灌丛面积增加主要因裸岩荒地生态治理后演变
为灌丛 , 其他生态系统增加主要因研究区公路建
设、居民用地增加所致。这些土地的增加从而导致
耕地、裸岩荒地面积减少。
2000—2005 年研究区生态系统类型发生转变的
面积 11.83 hm2, 占土地总面积的 22.9%, 主要变化区
域集中在河谷岸坡两侧实施退耕还林区域。其中以耕
地和裸岩荒地向经济林转变最为强烈, 5 a间耕地和裸
岩荒地向经济林转出面积占总转变面积的 72.2%, 其
余各类型生态系统之间的转变程度比较微弱(表 5)。
2005—2010年研究区生态系统类型发生转变的
面积仅占总面积的 4.8%, 与上一阶段相比转变强度
明显降低, 变化区域较为分散。其中, 以裸岩荒地向
灌丛转变为主, 占这一阶段发生转变面积的 61.1%。
其余生态系统相互转变程度较小。相比较, 生态系
统转变主要在前期, 这和研究区大面积治理工程在
2000—2003年实施有密切的关系。
表 5 2000—2010 年研究区不同生态系统类型演变转移矩阵
Table 5 Conversion matrix of different ecosystem types in the study area from 2000 to 2010 hm2
年份
Year
类型
Ecosystem type
耕地
Cultivated
land
林分
Stand
灌丛
Shrub
经济林
Economic
forest
裸岩荒地
Bare rock and
waste slope
其他
Other
耕地 Cultivated land 1053.63 4.38 17.38 734.97 8.18 26.77
林分 Stand 0.64 315.33 12.58 0 4.59 4.40
灌丛 Shrub 3.32 122.09 1293.04 0 2.05 13.40
裸岩荒地 Bare rock and waste slope 19.65 3.06 57.16 120.34 1150.48 29.79
2000—2005
其他 Other 0.07 0 0 0 0 166.38
耕地 Cultivated land 1045.65 0 0.54 11.96 0.27 18.88
林分 Stand 3.87 438.06 2.12 0 0.82 0
灌丛 Shrub 0.51 45.55 1334.1 0 0 0
经济林 Economic forest 0 0 0 854.3 0 1.01
裸岩荒地 Bare rock and waste slope 0.17 5.52 148.44 2.34 1008.61 0.22
2005—2010
其他 Other 0.77 0 0 0 0 239.97
耕地 Cultivated land 1021.97 4.38 17.92 746.93 8.45 45.65
林分 Stand 4.51 308.53 14.70 0 5.41 4.40
灌丛 Shrub 3.83 167.64 1246.98 0 2.05 13.40
裸岩荒地 Bare rock and waste slope 19.82 8.58 205.60 122.68 992.78 31.02
2000—2010
其他 Other 0.84 0 0 0 0 165.61

2.2 生态系统服务价值变化
2.2.1 产品供给
2000—2010年研究区产品供给价值共增加 2.39×
107 元, 其中经济林和畜牧业收入贡献率达 96.6%,
粮食收入仅为 3.4%。经济林和畜牧业成为主要经济
来源, 生态治理措施产生了良好的经济成效。粮食
种植收入减少一方面因为耕地面积减少, 另一方面
也反映传统种植业效益低下。与 2000年相比, 2005
年产品供给价值增长 5.22×106 元, 年均增长 1.05×
106元; 2005—2010年增长 1.86×107元, 年增长 3.73×
106元。后期增幅较前一段比较大, 其中经济林收入
翻了 6 倍, 主要受花椒栽植后 5 年才能进入盛产期
第 6期 高渐飞等: 喀斯特石漠化生态系统服务价值对生态治理的响应 781


http://www.ecoagri.ac.cn
的影响。
2.2.2 涵养水源
2000—2010年研究区生态系统的水源涵养价值
共增长5.82×106元(表 6), 其中, 林分、灌丛和经济林
生态系统的水源涵养价值共增加8.28×106元, 而耕地
和裸岩荒地生态系统涵养水源价值减少2.60×106元。
前期水源涵养价值增长额度占其总增长量的56.6%,
比后期增长幅度大, 其原因是低服务功能的裸岩荒
地向高服务功能的经济林生态系统转移时间主要发
生在前期。两个阶段均显示林分、灌丛和经济林生
态系统的水源涵养价值增加, 而耕地和裸岩荒地涵
养水源价值减少。
从单位面积生态系统水源涵养价值看(图 3), 2000—
2010 年价值均呈增长趋势, 表明退化生态系统治理
后的保水能力增强; 同时反映耕地和裸岩荒地涵养
水源总价值的减少是由于景观面积大幅度减少所造
成的。在不考虑生态系统转变对涵养水源影响情况
下, 以 2005年单位生态系统水源涵养价值为系数乘
以 2010 年景观面积 , 得出涵养水源价值增加为
2.52×106元, 占 2005—2010年该项价值增幅的 85.5%,
说明价值的增加主要贡献为生态治理后系统内该项
价值的提升, 而不是生态系统类型变化引起的。
表 6 2000—2010年研究区不同生态系统类型涵养水源、固碳释氧、土壤肥力价值变化
Table 6 Water conservation, carbon fixation and oxygen release, and soil fertility service values of different ecosystem types in the
study area from 2000 to 2010 106 Yuan
涵养水源
Water conservation
固碳释氧
Carbon fixation and oxygen release
土壤肥力
Soil fertility

2000年
Year 2000
2005年
Year 2005
2010年
Year 2010
2000年
Year 2000
2005年
Year 2005
2010年
Year 2010
2000年
Year 2000
2005年
Year 2005
2010年
Year 2010
耕地
Cultivated land
10.19 8.53 8.13 29.61 17.29 16.87 8.43 6.85 9.23
林分 Stand 1.05 1.79 2.34 3.99 6.43 24.33 1.15 2.16 3.34
灌丛 Shrub 5.42 5.66 7.36 20.19 25.54 41.46 4.50 5.13 8.63
经济林
Economic forest
0.00 4.23 5.05 0.00 8.24 13.94 0.00 3.43 6.41
裸岩荒地
Nude rock and
waste slope
2.73 2.49 2.33 5.72 7.22 15.21 2.47 2.63 2.91


图 3 研究区不同类型生态系统单位的水源涵养价值
变化
Fig. 3 Water conservation value per square kilometer area of
different ecosystem types in the study area from 2000 to 2010
2.2.3 保持土壤
2000—2005年研究区生态系统的土壤保持价值
一共增加1 274元 , 年增长255元 ; 与2005年相比 ,
2010年研究区生态系统的土壤保持价值共增加
2 432元, 年增长486元。保持土壤价值增加一方面是
生态治理后研究区土壤侵蚀面积减少, 另一方面是
土壤侵蚀模数降低。但总体上土壤保持价值变化较
小 , 这与所处环境水土流失特殊性有关 , 一是流
域成土母岩为较纯的碳酸盐岩, 成土速率低, 裸岩
面积比率高 ; 二是土壤被长期侵蚀 , 流失和可流
失的量少 [27]。同时, 也反映生态恢复前期植被类型、
面积比例虽然发生明显变化, 但还不能很好地阻止
水土流失。另外研究区前期恢复主要峡谷两岸的经
济林, 但径流从坡地中上部分汇集流经花椒林地过
程中一样带走大量泥土。生态恢复后阶段, 坡地中
上部植被得到恢复, 固土保水能力增强, 坡面径流
减少。因此, 退化生态系统整体恢复改善后, 才能有
效控制区域整体水土流失。
2.2.4 固定 CO2、释放 O2价值
2000—20010年研究区生态系统固定CO2、释放
O2价值共增加5.23×107元 , 除耕地外其他类型生态
系统该项价值均增加, 其中以林分和灌木林生态系
统增幅为显著, 贡献额度最大。在总增加额度中后
阶段所占比例较大, 为89.9%。
单位面积生态系统固定 CO2、释放 O2价值除耕
地没有发生变化外, 其余类型生态系统价值均呈增
长趋势, 生态治理后系统固定 CO2、释放 O2能力明
782 中国生态农业学报 2015 第 23卷


http://www.ecoagri.ac.cn
显增强(图 4)。同时耕地该项功能价值减小原因是景
观面积的减少。采取 2.2.2相似方法, 得出固定 CO2、
释放O2价值增加为 6.60×107元, 占 2005— 2010年该
项功能增加总值的 59.1%。价值的增加一方面因从固
定 CO2、释放 O2价值的低服务功能生态类型向高服
务功能类型转变; 另一方面来源于生态治理后, 系统
内该项服务价值的提高, 其中前者起着主要作用。

图 4 2000—2010年研究区不同类型生态系统单位面积
的固碳释氧价值
Fig. 4 Carbon fixation and oxygen release value per square
kilometer area of different ecosystem types in study area from
2000 to 2010
2.2.5 维持与增加土壤肥力
2000—2010年研究区土壤肥力价值一共增加
1.40×107元, 各类型生态系统该项价值均有不同程
度增加; 在总增加额度中后阶段所占比例较大, 为
73.8%。从单位面积看, 生态恢复后各类生态系统土
壤肥力服务价值亦均呈增长趋势, 且同样表现出后
期增加趋势更明显(图5)。同时, 土壤肥力服务价值
增加主要归功于生态恢复后系统内该项功能价值的
提高, 且这部分贡献占绝对主导作用。

图 5 2000—2010年研究区不同类型生态系统单位面积
的土壤肥力价值
Fig. 5 Soil fertility value per square kilometer area of
different ecosystem types in the study area from 2000 to 2010
2.2.6 生态系统服务总价值变化
石漠化生态系统服务价值在生态恢复后显著增
加, 10年间共增加了 9.61×107元。其中, 前期年均增
长 3.49×106元; 后期年均增长 1.57×107元, 较前期
增长更为显著。不同恢复阶段生态系统服务功能增
长部分构成中, 固定 CO2、释放 O2价值, 产品供给
价值和土壤肥力都是主要组成部分(表 7)。
表 7 2000—2010年研究区生态系统服务价值增长幅度
Table 7 Variations of ecosystem service value in the study area from 2000 to 2010 104 Yuan
年份 Year 产品供给
Goods supply
保持土壤
Maintain soil
涵养水源
Water conservation
固碳释氧
Carbon fixation and oxygen release
土壤肥力
Soil fertility
合计
Total
2000—2005 524.67 0.13 329.63 524.60 365.24 1 744.27
2005—2010 1 864.92 0.24 252.81 4 714.93 1 030.77 7 863.67

3 结论
研究区生态系统服务价值的增加一方面源于
服务价值低的生态系统向服务价值高的演变 (10
年间研究区耕地和裸岩荒地向经济生态系统转出
868.60 hm2), 但不是引起研究区生态系统服务价值
大幅度上升的主要原因; 另一方面归功于生态治理
后系统内部服务价值的增加, 其贡献率大于 80%, 是
驱动区域整体生态系统服务价值变化的主导因素。
喀斯特石漠化生态系统在治理后类型间发生明
显转变与空间替代。2000—2010年研究区生态系统
类型发生转变的面积占总面积的 27.7%, 其中前期
发生转变面积占总转变面积的 83.0%; 后期占
17.0%。生态系统转变强度、场所与所实施的生态治
理工程的数量、区域密切相关。研究区大规模生态
治理工程主要在 2000—2003年实施, 区域为河谷岸
坡两侧退耕还林(栽植‘顶坛花椒’), 因此, 前期转变
较为强烈, 且主要场所集中在峡谷两侧。同时, 退耕
还林实施后, 生态系统转变较为快速、集中和强烈;
而同期实施的自然和人工辅助恢复区域, 生态系统
类型在前后两期变化都不剧烈, 表现为随着时间推
进在缓慢演变。
第 6期 高渐飞等: 喀斯特石漠化生态系统服务价值对生态治理的响应 783


http://www.ecoagri.ac.cn
生态恢复措施实施后生态系统类型间发生转变
响应较快 , 相比较服务功能价值变化有一定滞后
性。研究区保持土壤、固碳释氧、土壤肥力服务价
值增加幅度都呈现出前期较小后期较大的特点。生
态治理后尽管植被较快得到恢复, 但生态系统保土
蓄水、固碳释氧、改善土壤环境等功能整体提升还
不明显; 在经过5年恢复期后, 各项功能价值才表现
出大幅度增加, 退化生态系统才得到很好的恢复和
好转。
生态系统服务价值极为复杂, 在本研究评估的
仅是 5 项主要服务功能指标, 尚不能准确反映区域
生态系统价值变化, 但其基于实地监测、调查数据
基础上的估算值, 有一定参考意义。
参考文献
[1] 蔡运龙 . 中国西南岩溶石山贫困地区的生态重建[J]. 地球
科学进展, 1996, 11(6): 602606
Cai Y L. Ecological reconstruction in Karst mountain poverty
areas of the Southwest China[J]. Advances in Earth Science,
1996, 11(6): 602606
[2] 王世杰 . 喀斯特石漠化——中国西南最严重的生态地质环
境问题[J]. 矿物岩石地球化学通报, 2003(2): 120126
Wang S J. The most serious ecogeologically environmental
problem in Southwestern China — Karst rocky deserti-
fication[J]. Bulletin of Mineralogy, Petrology and Geoche-
mistry, 2003(2): 120126
[3] 王德炉 , 朱守谦 , 黄宝龙 . 石漠化过程中土壤理化性质变
化的初步研究[J]. 山地农业生物学报, 2003, 22(3): 204207
Wang D L, Zhu S Q, Huang B L. A preliminary study on the
change of physical and chemical properties of soil in the
process of Karst rocky desertification[J]. Journal of Mountain
Agriculture and Biology, 2003, 22(3): 204207
[4] 熊康宁, 黎平, 周忠发, 等. 喀斯特石漠化的遥感GIS 典
型研究: 以贵州省为例[M]. 北京: 地质出版社, 2002
Xiong K N, Li P, Zhou Z F, et al. Study on Rocky
Desertification Based on Remote Sensing and GIS: A Case of
Guizhou[M]. Beijing: Geological Publishing House, 2002
[5] 万军, 蔡运龙. 喀斯特生态脆弱区的土地退化及生态重建:
以贵州省关岭县为例 [J]. 中国人口 ·资源与环境 , 2003,
13(2): 5256
Wan J, Cai Y L. Degradation and ecological reconstruction in
Karst fragile ecological area: A case study of Guanling,
Guizhou[J]. China Population, Resources and Environment,
2003,13(2): 5256
[6] 杨胜天 , 朱启疆 . 贵州典型喀斯特环境退化与自然恢复速
率[J]. 地理学报, 2000, 55(4): 459466
Yang S T, Zhu Q J. The degradation and recovery rates of
natural environment in Karst Guizhou[J]. Acta Geographica
Sinica, 2000, 55(4): 459466
[7] 赵平, 彭少麟. 种、种的多样性及退化生态系统功能的恢复
和维持研究[J]. 应用生物学报, 2001,12(1): 132136
Zhang P, Peng S L. Species and species diversity in relation
with restoration and persistence of degraded ecosystem
functions[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2001,12(1):
132136
[8] Costanza R, dArge R, de Groot R, et al. The value of the
world’s ecosystem services and natural capital[J]. Nature,
1997, 387(15): 253260
[9] Seppelt R, Dormann C F, Eppink F V, et al. A quantitative
review of ecosystem service studies: Approaches, shortco-
mings and the road ahead[J]. Journal of Applied Ecology,
2011, 48(3): 630636
[10] Fisher B, Turner R K, Morling P. Defining and classifying
ecosystem services for decision making[J]. Ecological
Economics, 2009, 68(3): 643653
[11] 欧阳志云, 郑华. 生态系统服务的生态学机制研究进展[J].
生态学报, 2009, 29( 11): 61836188
Ouyang Z Y, Zheng H. Ecological mechanisms of ecosystem
service[J]. Acta Ecologica Sinica, 2009, 29(11): 61836188
[12] 谢高地, 鲁春霞, 冷允法, 等. 青藏高原生态资产的价值评
估[J]. 自然资源学报, 2003,18(2): 189196
Xie G D, Lu C X, Leng Y F, et al. Ecological assets valuation
of the Tibetan Plateau[J]. Journal of Natural Resources, 2003,
18(2): 189196
[13] 李阳兵, 王世杰, 周德全. 茂兰岩溶森林的生态服务研究[J].
地球与环境, 2005, 33(2): 3944
Li Y B, Wang S J, Zhou D Q. Research on the ecosystem
service evaluation of Maolan Karst forest[J]. Earth and
Environment, 2005, 33(2): 3944
[14] 周传艳, 陈训, 刘晓玲, 等. 基于土地利用的喀斯特地区生
态系统服务功能价值评估——以贵州省为例[J]. 应用与环
境生物学报, 2011, 17(2): 174179
Zhou C Y, Chen X, Liu X L, et al. Assessment of Karst
regional ecosystem service functions based on land use
change: A case study in Guizhou, China[J]. China Journal of
Applied & Environmental Biology, 2011, 17(2): 174179
[15] 熊鹰, 谢更新, 曾光明, 等. 喀斯特区土地利用变化对生态
系统服务价值的影响——以广西环江县为例[J]. 中国环境
科学, 2008, 28(3): 210214
Xiong Y, Xie G X, Zeng G M, et al. Influence of Karst
emigration region land use change on ecosystem service
value — Using Guangxi Huanjiang County as example[J].
China Environmental Science, 2008, 28(3): 210214
[16] 张明阳 , 王克林 , 陈洪松 . 喀斯特生态系统服务功能遥感
定量评估与分析[J]. 生态学报, 2009, 29(11): 58915901
Zhang M Y, Wang K L, Chen H S. Quantified evaluation and
analysis of ecosystem services in Karst areas based on remote
sensing[J]. Acta Ecologica Sinica, 2009, 29(11): 58915901
[17] 张明阳 , 王克林 , 刘会玉 . 喀斯特生态系统服务价值时空
分异及其与环境因子的关系[J]. 中国生态农业学报, 2010,
18(1): 189197
Zhang M Y, Wang K L, Liu H Y. Spatio-temporal variation of
Karst ecosystem service value and its correlation with
ambient environmental factors[J]. Chinese Journal of Eco-
Agriculture, 2010, 18(1): 189197
[18] 张明阳, 王克林, 刘会玉, 等. 桂西北典型喀斯特区生态服
务价值的环境响应及其空间尺度特征[J]. 生态学报, 2011,
784 中国生态农业学报 2015 第 23卷


http://www.ecoagri.ac.cn
31(14): 39473955
Zhang M Y, Wang K L, Liu H Y, et al. The response of
ecosystem service values to ambient environment and its
spatial scales in typical karst areas of northwest Guangxi,
China[J]. Acta Ecologica Sinica, 2011, 31(14): 39473955
[19] 吴孔运 , 蒋忠诚 , 罗为群 . 喀斯特石漠化地区生态恢复重
建技术及其成果的价值评估——以广西平果县果化示范区
为例[J]. 地球与环境, 2007, 35(2): 159165
Wu K Y, Jiang Z C, Luo W Q. Techniques of ecological
restoration and evaluation of economic value of their results
in Guohua demonstration area[J]. Earth and Environment,
2007, 35(2): 159165
[20] 吴孔运, 蒋忠诚, 邓新辉, 等. 喀斯特石山区次生林恢复后
生态服务价值评估——广西壮族自治区马山县弄拉国家药
物自然保护区为例 [J]. 中国生态农业学报 , 2008, 16(4):
10111014
Wu K Y, Jiang Z C, Deng X H, et al. Ecosystem service value
of restored secondary forest in the Karstic-rocky hills — A
case study of Nongla National Medicine Nature Reserve,
Guangxi Zhuang Autonomous Region[J]. Chinese Journal of
Eco-Agriculture, 2008, 16(4): 10111014
[21] 李苇洁 , 汪廷梅 , 王桂萍 . 花江喀斯特峡谷区顶坛花椒林
生态系统服务功能价值评估 [J]. 中国岩溶 , 2010, 29(2):
152161
Li W J, Wang Y M, Wang G P. Value evaluation on the eco-
services function of Zanthoxylum planispinum var.
dingtanensi woods in Huajiang Karst Valley[J]. Carsologica
Sinica, 2010, 29(2): 152161
[22] 熊康宁 , 陈起伟 . 基于生态综合治理的石漠化演变规律与
趋势讨论[J]. 中国岩溶, 2010, 29(3): 267273
Xiong K N, Chen Q W. Discussion on Karst rocky desert
evolution trend based on ecologically comprehensive treat-
ment[J]. Carsologica Sinica, 2010, 29(3): 267273
[23] 喻理飞, 朱守谦, 叶镜中, 等. 退化喀斯特森林自然恢复过
程中群落动态研究[J]. 林业科学, 2002, 38(1): 17
Yu L F, Zhu S Q, Ye J Z. Dyamics of degraded Karst forest in
process of natural restoration[J]. Scientia Silvae Sinicae, 2002,
38(1): 17
[24] 石培礼, 吴波, 程根伟, 等. 长江上游地区主要森林植被类
型蓄水能力的初步研究 [J]. 自然资源学报 , 2004, 19(3):
351359
Shi P L, Wu B, Cheng G W, et al. Water retention capacity
evaluation of main forest vegetation types in the upper
Yangtze basin[J]. Journal of Natural Resources, 2004, 19(3):
351359
[25] 欧阳志云 , 王效科 , 苗鸿 . 中国陆地生态系统服务功能及
其生态经济价值的初步研究 [J]. 生态学报 , 1999, 19(5):
607613
Ouyang Z Y, Wang X K, Miao H. Ecosystem services and
their economic valuation[J]. Acta Ecologica Sinica, 1999,
19(5): 607613
[26] 赖敏, 吴绍洪, 戴尔阜, 等. 生态建设背景下三江源自然保
护区生态系统服务价值变化[J]. 山地学报, 2013, 31(1): 817
Lai M, Wu S H, Dai E F, et al. Valuation on ecosystem
services to ecological construction in the Three-River
Headwaters Nature Reserve, China[J]. Journal of Mountain
Science, 2013, 31(1): 817
[27] 彭建, 杨明德. 贵州花江喀斯特峡谷水土流失状态分析[J].
山地学报, 2001, 19(6): 511515
Peng J, Yang M D. On the present soil erosion situation of
Huajiang Karst Gorge in Guizhou Province[J]. Journal of
Mountain Science, 2001, 19(6): 511515