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土壤耕作概念范文1
关键词：玉米 ；生产 ； 对策
如何提高玉米单产，改善玉米品质，提高玉米综合利用率，加速我地区玉米产业升级，是急待解决的问题。由此，针对玉米生产中存在种种问题，提出分析和对策。
一、播种并整地质量差，缺苗断垄严重
1、秸杆还田的影响。土壤过虚、漏气、距墒，浇水不及时，种子发芽易发回芽或回蘖死亡。
2、化肥肥害造成的烧苗现象；3、地下害虫危害造成的死苗现象；4、苗期病害造成的死苗现象；5、除苗药剂残留过重，造成除苗剂药害的影响。
针对以上原因，应采取的预防措施：第一、整好地，精耕细耙，土壤保墒性要好，选择发芽率高，发芽势强的包衣种子；第二、要种肥隔开，防止烧苗；第三、墒情差，播种后要及时浇水；第四、要选择对玉米安全的除草剂。
二、密度不合理
大多数农民没有密度概念，无论什么品种都是一个密度，往往是又想要大穗，又想要数多，有的甚至不去苗，针对以上情况应采取如下措施： 1、使用能定株、行距的播种机播种；2、选择密度弹性大的品种；3、根据品种的不同特性确定合理的密度；4、宽窄行种植，可以适当加大种植密度。
三、施肥不合理
目前大部分农民施肥技术落后，方法不当，突出表现在第一选用肥料不科学，第二用“一炮轰”的施肥方法。如此，造成生产成本提高，资源浪费，污染环境及水源，效益下降。
针对以上情况，科学的方法应是在肥料类别上应采用玉米专用肥，变“一炮轰”方式为“三改”方式施肥，每次施肥后，要及时浇水，以促使肥料尽快发挥其最大功能。
四、土壤耕作层浅，抗灾稳产性差
由于“大包产”以来，秋作物实行免耕、浅耕，只有15厘米左右，犁底层十分坚硬，玉米根扎的很浅，土壤保水保肥能力差，遇后期风雨天气玉米很容易发生根倒而造成减产。
针对以上情况，种前要改为深耕，打破犁底层，并且增施有机肥，从而使耕作层变深，改善土壤结构，提高玉米产量和抗灾能力，提高可持续发展水平。
土壤耕作概念范文2
大棚蔬菜生产已是阜新地区农民增产增收，发家致富的重要生产方式，但由于连年重茬又忽视有机肥的施用，已使作物的产量、品质受到影响。土壤板结、盐化、毒素增多，已成为当前抑制大棚蔬菜生产的主要因素，那么如何理解土壤连作障害，如何对症防治就显的尤为重要。
一、土壤连作障害的概念
所谓的土壤连作障害就是指同一地块年年种植同一种或同一类作物，在正常的栽培管理条件下，出现产量、品质逐年下降，病虫害日趋加重，难以继续种植下去的现象。如茄子、椒类等茄科蔬菜连作三年之后，会出现果小、畸形多、土壤病害加重等现象，这些都是由于土壤连作障害引起的。
二、蔬菜大棚土壤连作障害类型及形成原因
1.土壤酸害
连作蔬菜大棚由于长期施用生理酸性肥料，过量施用氮肥，使硝态氮大量积聚，同时有机肥施用又偏少，土壤缓冲性差，因而使土壤酸化，严重时作物会出现死苗，生长点坏死等现象。
2.土壤盐渍化
蔬菜大棚全年土温较高，加之较高的湿度，土壤微生物活动旺盛，加速了土壤养分转化和有机物质的分解速度，同时由于常年不合理的过量施肥，又缺少雨水淋溶，使残留在土壤中的各种肥料盐分随浇灌水向耕层积聚，形成次生盐渍。据测定当土壤盐浓度达0.3~0.5%时，因高于植物细胞溶液浓度，作物吸水困难，易发生凋萎，当土壤当中的碱解氮、有效磷、速效钾，超过盐害临界浓度时，大棚蔬菜易发生盐分毒害，影响根系植株生长。
3.二氧化氮和氨过剩中毒
菜农在大棚蔬菜施肥上往往偏重于施氮肥，以为氮肥见效快，易增产，但却忽略了氮肥过多的情况下，铵态氮易转化为亚硝酸NO2-气化，当NO2-浓度达到2×10-6时，就会毒害蔬菜叶片，叶背产生白斑和黄色小斑点等肥害状，同时植株内游离氨过多，病虫害易发生且加剧。
4.土壤养分失衡造成生理缺素障害
在连作情况下，连续大量施用相同或相似的肥料，而特定作物对养分的吸收具有一定的选择性，这样会使某些元素过度缺乏，而某些元素又过多剩余积累，造成土壤养分不均衡。⑴化肥多，有机肥少，影响蔬菜的自然品质。⑵氮肥过多，钾肥缺乏，会降低氮肥利用率，增加肥害。⑶大量元素肥料多，往往会降低中、微量元素肥料的有效性，如氮磷过多就会降低钙、硼、锌等养分的有效性，连作蔬菜地易发生缺钙引起的大白菜干烧心，番茄、甜椒脐腐病等，缺硼引起萝卜、芹菜茎裂病，叶片扭曲变厚变脆等症状。
5.土壤微生物群体异化，产生一些生物毒性物质
同种作物根系分泌物相同，导致某些土壤微生物大量繁衍，某些土壤微生物被抑制，这样微生物群体就会异化，从而不利于土壤的熟化和肥料营养的分解分化，造成土壤性能恶化。另外，连作土壤中微生物群体发生变化可使病残体逐年积累，土壤病原真菌数量迅速增加，拮抗性细菌和放线菌受到抑制，会造成枯萎病，青枯病和根结线虫等土传病害的严重发生。
三、防治蔬菜大棚土壤连作障害的措施
1.应用秸秆生物反应堆技术
秸秆在微生物菌种净化剂等作用下，定向转化成植物生长所需的二氧化碳，热量抗病孢子、酶、有机和无机养料，在反应堆种植层内，20厘米耕作层土壤孔隙度提高一倍以上，有益微生物群体增多，水、肥、气、热适中，对大棚蔬菜地土壤连作障害有治本的作用。
2.增施有机肥
有机肥养分全面，对土壤酸碱度、盐分、耕性、缓冲性有调节作用。(1)大棚蔬菜地每季施优质农家肥30立方米/亩为宜。(2)采用秸秆覆盖还田、沤肥还田技术，可起到改土、保湿、保墒作用。(3)施用含有机质30%以上的商品生物有机复合肥150~200kg/亩。因其养分配比合理，又含有较多的有机质成分，可满足蔬菜营养生长期对养分的需求。而后追施氮、钾冲施肥即可。
3.平衡施肥
化肥施用不合理，尤其是氮肥施用过多，是连作蔬菜大棚土壤障害的主导因素。因此平衡施肥是大棚蔬菜生产、高产、优质、高效的关键措施。(1)氮磷钾合理施用，总的原则是控氮、稳磷、增钾。一般块根、块茎类蔬菜以磷钾肥为主，配施氮肥；叶菜类以氮肥为主，适施磷钾肥；瓜果类蔬菜以氮钾肥为主，配施磷肥。施用上氮肥、钾肥50%作基肥，磷肥100%作基肥。基肥应全层施用与土壤充分混匀，追肥则结合灌溉进行冲施。(2)可适量施用高效速溶微肥和生物肥料，以防止缺素症的发生。(3)根据作物生长不同时期养分需求规律，结合灌水补施相应的冲施肥。
4.合理轮作倒茬
利用不同蔬菜作物对养分需求和病虫害抗性的差异，进行合理的轮作和间、混、套作，也可以减轻土壤障害和土传病害的发生。
5.深翻消毒
深翻可以增加土壤耕作层，破除土壤板结，提高土壤通透性，改善土壤理化性状，消除土壤连作障害。结合深翻整地用棉隆颗粒剂进行化学消毒，也可有效减轻连作障害的发生。
土壤耕作概念范文3
关键词：大豆播种技术
0引言
高产和稳产是我国大豆科研和生产发展的首要方向，过去，对大豆品种的评价过分注重高肥水条件下的高产指标，而忽视一般生产条件下的产量表现，通过高效栽培，把多项增产措施组装配套，使适合于大面积生产的稳产、高产品种达到优质、生态、安全生产的目的。不违农时，适时播种，保证播种质量，才能达到苗齐、苗匀、苗壮的目的。
1制订生产计划
大豆是我国重要的经济作物。安排生产计划时，首先应考虑市场前景。其次，安排生产计划时还应统筹兼顾，从全年高产高效的原则出发，合理安排好种植面积。第三，要根据合理轮作的原则，尽可能做到不连作，用地养地相结合，以保持土壤的生态平衡。第四，合理安排好茬口。北京是一年两熟制地区，大豆一般适宜在春、夏季播种。因此要根据当地的气候特点，前后作物生育期和农事季节劳力安排情况，安排好茬口，做到环环紧扣，才能获得最好的经济效益。
2土壤准备
2.1播前整地：播前整地包括播前进行的土壤耕作及耙、耪、压等。由于采用了不同的整地技术，因此，播前整地工作也有所不同。如平翻、垄作、耙茬、深松等。
2.2播前灌溉：对于墒情不好的地块，有灌溉条件的，可在播前1～2天灌水1次，浸湿土壤即可，以利播后种子发芽。
2.3播前封闭除草：我国东北大豆主产区一些大型农场，大豆栽培面积大，如管理不及时，则杂草为害严重，常在播前采用机械喷施除草剂，进行大田封闭除草。氟乐灵、拉索等除草剂可在播前进行土壤喷雾。
3精选种子
具有良好播种品质的种子，发芽率和发芽势高，苗整齐茁壮。所以在播种前应将病粒、虫蛀粒、小粒、秕粒和破瓣粒拣出。同时还要根据本品种固有的典型特征，如粒型、粒色、种子大小、种脐大小和颜色深浅，剔除混杂的异品种种子，以提高种子纯度。
4种子测定和发芽试验
经过精选的种子在播种前应测定粒重和做发芽率试验。这两项工作是计算播种量的根据。将经过精选的种子，随机取样3份，每份随机抽出100粒种子，各自称重并求出平均数，即为该品种的百粒重。其单位用克表示。种子发芽率测定：将上述3份各100粒种子，分别放人3个小蝶或发芽皿中，下垫草纸或河沙。加水至薄水层，然后将种子均匀摆好，放在20℃左右温暖处(灶旁或保温箱内)吸水膨胀发芽。经过5～7天计算能正常长根发芽的种子数，并将3个样本加以平均，即为该种子的发芽率。要求发芽率95%以上。
5种子处理
为防治蛴螬、地老虎、根蛆、根腐病等苗期病虫害，常用种子量0.1%～0.15%辛硫或0.7%灵丹粉或0.3%～0.4%多菌灵加福美双(1:1)，或用0.3%～0.5%多菌灵加克菌丹(1:1)拌种。药剂拌种与铝酸铰微肥拌种同时进行时，需在钥酸铰拌种阴干后进行。要注意采用根瘤菌拌种后，不能再拌杀虫剂和杀菌剂。
6播种量的确定
第一步，将已测定的某品种百粒重换算成每千克粒数。
第二步，计算每667平方米播种粒数。根据实际情况计算出每667平方米保苗株数，然后按照当地耕作条件和管理水平，加上一定数量的损失率(如机械、人、畜在田间管理过程中和人工间苗所造成的损失)，一般田间损失率可按15％～20％计算。
第三步，计算每667平方米播种量。其公式如下：每667平方米播种量（千克）=每667平方米播种粒数/（每千克种子粒数*发芽率）。例如，计划每667平方米播种30000粒，已测得每千克种子粒数为5000粒，已测得发芽率为95％。代人公式：每667平方米播种量：30000/（50000*0.95）=6.3(千克)。
7播种期
播种期早晚对产量和品质的影响非常大。播种过早、过晚，对大豆生长发育均不利。适时播种，保苗率高，出苗整齐、健壮，生育良好，茎秆粗壮。播种过晚，出苗虽快，但苗不健壮，如遇墒情不好，还会出苗不齐。北方区，晚熟品种易遭早霜危害，有贪青晚熟减产的危险。播种过早，在东北地区，由于土壤温度低，发芽迟缓，易发生烂种现象。
地温与土壤水分是决定春播大豆适宜播种期的两个主要因素。一般认为，北方春播大豆区，土壤5～10厘米深的土层内，日平均地温8～10℃时，土壤含水量为20%左右，播种较为适宜。所以，东北地区大豆适宜播种期在4月下旬至5月中旬，其北部5月上中播种，中部4月下旬至5月中旬播种，南部4月下旬至5月中旬播种。
夏播和秋播大豆由于生长季节较短，适期早播很重要。另外，播种期也可根据品种生育期类型、地块的地势等加以适当调整。晚熟品种可早播，中、早熟品种可适当后播。春早，地温、地势高的，可早些播种，土壤墒情好的地块可晚些播，岗平地可以早些播种。
8大豆的轮作与间作
8.1大豆的合理轮作
8.1.1重茬、迎茬、正茬概念在同一块田地里，种植的作物与前茬相同的茬口称重茬。如：大豆－大豆。大豆重茬减产20％—30％。在同一块田地里，种植的作物与前茬不同、而与前茬的前茬相同的茬口称迎茬。如：大豆－非豆科作物－大豆。大豆迎茬减产5％—10％。在同一块田地里，种植的作物与前两茬都不同的茬口称正茬。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大豆的合理轮作应根据本地区的作物种植比例，以及不同作物对地力、肥力、空间合理利用和生产力水平来确定，在轮作中要充分发挥大豆的肥茬作用，使各种作物得到最有效的支排。南方夏大豆的轮作一般是把大豆种在冬小麦(油菜)之后，为一年两熟或与小麦(油菜)、玉米、水稻等进行轮作、间作两年五熟制。南方秋大豆区早稻收获后播种大豆，收获后再种越冬作物或冬闲。
8.2间作和套种间作比例非常重要，比例恰当，边行优势大，产量高，运用合理，可获大豆、玉米双丰收。套种可充分利用生长季节，麦田套种大豆可比麦收后播种有明显增产效果，因为套种加长了营养生长期。
8.2.1首先考虑大豆品种的生育期类型和栽培目的早熟品种短日性较弱，晚熟品种短日性较强。各地应根据当地的自然条件、耕作制度和栽培日的选择生育期和油分、蛋白质适宜的品种，才能优质高产。
土壤耕作概念范文4
2015年10月人民日报公布“十三五”规划的十个任务目标中，加强生态文明建设（美丽中国）首度写入五年规划．在我国丝绸之路经济带和21世纪海上丝绸之路（“一带一路”）规划中，生态文明建设也获得高度重视．定位为丝绸之路经济带核心区的新疆，农村生态文明建设不可或缺，生态文明建设同样位于突出的战略位置．准确认识新疆农村环境问题的表现特征，对新疆农村生态文明建设有积极的推动作用．本文基于生态文明的概念及生态文明建设要求，在实地调研、文献阅读的基础上，通过分析与归纳，认为新疆农村环境问题主要表现特征是生态人居状态需要进一步改善，生态环境有恶化趋势、生态文化发展滞后．在分析了新疆农村环境问题产生的原因后，根据生态文明建设要求，提出了相应对策．
关键词：
新疆；农村环境；表现特征；生态文明；对策
生态文明是人类为和谐人与自然的关系，完成生产发展、生活富裕、生态良好的长远目标而采取的一切积极和优良的行为与成果的综合，也是人类社会发展的先进性表现．生态文明建设是中国特色社会主义事业的重要内容，所以，应该把生态文明建设放在显著的战略位置[1]．中央农村工作会议强调[2−4]：中国要强、要美、要富，农业必须要强、要美、要富．所以加强农村环境保护是推动生态文明，建设美丽中国的必然要求．新疆是以农牧业为主的区域，农村人口占全新疆总人口的比例比较大．农村基础条件差、生态环境脆弱，农村原有环境问题较为严重．近些年的经济快速发展建设使城市中工业污染也开始向农村延伸，形成新的环境问题．降低农业生产产量、加重自然灾害，影响农村居民收入增长的主要原因是农村环境污染和生态破坏[5]，抑制了生态文明的建设脚步．所以农村环境问题已是我们关注的重要对象[6,7]．
1新疆农村环境问题主要特征
农村环境指的是以各种天然的和经过改造的自然因素综合的、以农村居民为核心的乡村区域．农村环境问题指的是农民在生活、生产过程中伴生的破坏、污染农村环境的现象．经过实地调研、文献阅读、相关数据分析，从生态文明建设角度来看，新疆农村环境问题主要表现为3大特征．
1.1生态人居状态需要进一步改善生态人居包含许多指标，这里仅对饮用水安全问题展开讨论．居民饮用水安全包括水质达标、水量有保障、备有安全管理条件、有能力处理应急突发事件等．居民饮用水安全是影响农民身体健康的主要因素之一[8,9]．（1）部分饮用水水质安全未达标相关数据表明，新疆还有部分农村人口生活饮用水质达不到《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006)．2008年至2012年新疆乡村饮用水安全达标人数以快于新疆农村人口增长的速率在增加．饮用水安全达标人数所占比例持续增大，成绩显著．但还有163.8万人在使用水质安全未达标的水．（2）已达标用水水质存在安全隐患由于监测条件限制，部分区域农村饮用水难以实施常规监测，水质保证率低；洪水季节时地表水源地水质波动较大；部分农村生活污水没有进行有效治理，随意排放，可能会造成饮用水源地的污染．
1.2生态环境有恶化趋势新疆农村生态环境恶化趋势主要表现为“三废”处理处置不当造成的农村土地污染、大气污染、水污染等．
1.2.1乡镇企业“三废”对土地资源的污染逐渐严重（1）污（废）水污染土地新疆地域辽阔，乡镇工矿企业较为分散，企业规模小，有些地处偏僻区域的企业，难以监管，存在污染物随意排放现象．污（废）水直接排入农业渠及河道，致使土壤环境、地下水环境等受到污染．（2）固体废物占地面积大，浪费土地资源统计数据[10]表明，2013年新疆固体废物贮存量为0.4亿吨，倾倒丢弃量为26.5万吨，量最多的是尾矿，前者占全区工业企业贮存量的59.0%，后者占全区工业企业的78.2%．这些废物的归宿还是农村．固体废物堆放占用土地面积较大，可能污染土壤，对土地资源带来重大的生态风险．（3）畜禽养殖固体废物污染新疆是我国五大牧区之一，农牧村分布有大量的畜禽养殖场．如若养殖场畜禽粪便未经卫生处理直接排放，环境风险较大[11]．2008年至2014年新疆牲畜存栏数增加到了4763.46万（见图1），粪便量增幅同样巨大，处理不好，将导致水、大气、土壤等环境问题．
1.2.2农业生产活动对耕地质量的威胁加剧新疆是使用农用地膜大省之一，由于多种因素，全区废旧地膜回收利用率不到10%，土壤耕作层地膜残留量逐年增大，如在棉花主要产区，土壤耕作层地膜残留量可达到16.88kg/亩，是全国平均水平的4倍至5倍[12]．近年来，新疆农药使用量呈现增长趋势（见图2），2013年达到了2.13万吨．化肥、农药对新疆耕地的影响必须要得到重视．
1.2.3生活垃圾占用、污染土地资源部分农村没有垃圾收运和处置系统，生活垃圾随意倾倒、堆放，占用大量土地．按农村每天每人生活垃圾量约为0.86kg[13]，根据中国统计年鉴[14]中乡村人口相关数据估算出新疆农村垃圾产生量（图3），2010年到2013年新疆农村生活垃圾产生量呈现直线增长趋势，2014年农村人口数量减少而垃圾生产量下降．但是2014年垃圾平均每天产生量是1.066万吨，从数量来看还是挺多的．
1.3生态文化发展滞后环境意识薄弱与生态文化发展滞后，致使农村环境综合治理程度低．1.3.1环境卫生状况堪忧农村生活垃圾没有经过卫生处理，生活污水随意排放，牲畜粪便随处可见，旱厕卫生问题严重；环境卫生设施不健全、秸秆处置、禽畜粪便利用等缺乏，使农村环境卫生恶化．在我们调研的某市某村农民的厕所都是旱厕，在春夏秋季散发臭气，粪池满时就运到村子周围的荒地或洪水沟里倒掉．
1.3.2农村大气环境污染加剧废弃物处理不当是造成多种健康危害和疾病的根源[15]．部分农村生活垃圾燃烧、生产废弃物处理不当[13]、养殖场气体污染、露天烤串、预热馕坑、冬季煤炭燃烧取暖等是大气环境恶化的原因．
2新疆农村环境问题原因分析
2.1农村环境管理法律法规不完善我国有关农村环境保护的法律系统有待完善，部分相关规定在自治区层面的实施细则有待落实．与农村环境相关的各部门（农、畜牧、环保）之间的协调工作存在问题，推脱责任，环境管理、监测、监督方面存在漏洞[13]．
2.2农村环境法律法规执行力度不够，条件缺乏农村居民缺乏有效的反映通道，是现在农村环境的不利现状[16,17]．新疆维吾尔自治区农村环境综合整治“十二五”规划[18]中指出，截止2010年底新疆建立了乡镇环境保护工作站323个，占乡镇的40%．
2.3农村生态文化发展较慢、农民环境意识薄弱新疆农村环境监测体系不健全，环保人员、执法人员难以直接深入到乡间地头，环境监管困难．调查发现在某市某村每两个街头放一个大型的垃圾桶，收取一定的处理费，但是垃圾桶作用不大．新疆以农业为主，农民的文化水平较低，由于农民对生态文化的认识不够，大多数农民在自己的人身、财产等合法权益受到环境污染损害以后，不知道利用法律来维护自己的权益，更不懂得如何保护自己[19]．
3新疆农村环境问题解决对策
3.1改善农村生态人居状态针对农村生态人居现状，积极完善农村环境管理体系，改善生态人居状态．规范农村饮用水水源地监测、排查饮用水源安全隐患问题；制定农村生活垃圾处理、处置实施细则，落实农村生活垃圾收集、运输、处理、处置工作，提升村民法律意识、环境意识．
3.2遏制生态环境恶化趋势完善乡镇环境保护工作站制度，积极推进乡镇环境管理组织建设，强化农村生态环境的监管，落实乡镇企业“三废”处理、处置要求，细化畜禽养殖及其粪便管理办法，规范农用地膜回收与利用工作，积极发展有机农业，减少农药使用．
3.3多种形式推动农村生态文化发展，积极提升农民环境意识县级政府利用电视、电台、报纸等宣传阵地，多方位宣传生态文化理念．充分发挥村委会作用，定期开展农村生态文化建设活动，利用广播、墙报、宣传栏、横幅、标语等方式普及生态环境知识．村民小组进家入户宣传生态文明建设进展．鼓励村民义务开展保护生态环境活动等等．利用传统节假日（古尔邦节、肉孜节等）、传统聚会（巴扎、麦西来普等），将生态环境保护理念植入村民生产生活中．中小学校安排环境保护方面的专题教育，开设环境类课程，通过“小手带大手”活动，提升家长（农民）的环境意识．
4结论
1.新疆农村环境问题的表现特征为：生态人居状态整体需要改善，部分村镇生态环境有恶化趋势，生态文化发展滞后；
2.新疆农村环境问题产生的主要原因：新疆农村环境管理法律法规不完善，农村环境法律法规执行力度不够、条件缺乏，农村生态文化发展较慢、农民环境意识薄弱；
土壤耕作概念范文5
土地利用变化是目前人地系统研究中的一个重要方面，它对环境和生态的作用在全球环境变化研究领域受到高度重视。土地利用的生态服务价值首先表现在它不仅是农业和畜牧业发展的重要物质基础，而且还具有生物多样性保护、涵养水源、防风固沙等重要生态功能。同时，土地利用是人类最基本的经济活动，它的不断变化也会引起生态系统结构和功能的变化，从而导致生态服务价值的改变，因此，研究土地利用变化下的生态系统服务价值具有重要意义。目前，我国对于土地利用驱动下生态服务价值的变化做了大量的研究，主要体现在：欧阳志云、王伟等对生态系统服务的概念、内涵和价值评估方法进行了阐述；谢高地等对中国自然草地和青藏高原高寒草地的生态系统服务价值进行了评估，并根据Costanza提出的核算理论利用专家打分法制定了中国生态系统服务价值当量因子表。此后，以中国生态系统服务价值当量因子表为基础，结合不同研究区土地利用变化的生态系统服务价值评估大量展开。此外，基于遥感和GIS技术研究土地利用/覆盖变化背景下区域生态系统服务价值变化的研究也逐渐增多，并对草地、森林、流域等生态系统服务价值进行评估。这些研究主要对当年的价值进行静态分析，且依赖于经济学理论，而缺乏对生态系统自身规律的分析。关于土地利用结构和格局与生态服务价值的内在联系的定量研究较少。由于生态系统的服务功能与生态系统自身的结构与过程有关，且极易受到不同区域地理、气候的影响，因此，能够进行土地利用格局变化、生态系统结构、生态过程与服务功能的关系分析，可进一步为生态服务功能评价提供相对可靠的生态学基础，也成为目前研究的一个方向。本研究基于土地利用——陆地生态系统耦合模型（TESim_R模型），通过对气象、植被、土壤以及控件属性等参数的输入，得到不同土地利用模式下的生态过程数据，并在此基础上依据不同的生态服务功能，对土地利用的生态服务价值进行评估。
1 研究区概况
中国北方农牧交错带是分隔我国北方东部农区与西部天然草地牧区的生态过渡带，斜贯东北-西南，北起大兴安岭西麓的呼伦贝尔，西至青海东部，南至宁夏南部，总面积约为72.6万km2，包括有10省205县（旗），总人口约6 000多万，在地理上具有很强的过渡性，同时该地区自然资源条件多样和相当脆弱，使得该研究区成为我国一个重要的生态脆弱区和生态过渡带。此外，随着人类活动长期以来的超强度利用和干扰，该区域的土地利用强度与空间格局发生了巨大变化，严重影响了生态服务功能的发挥。因此，以中国北方农牧交错带为研究对象，研究土地利用数量结构和空间格局变化对于陆地生态系统服务价值的影响具有重大实际意义。
2 研究方法
2.1 数据来源及处理
（1）土地利用数据：本文中使用的土地利用数据有4期，20世纪70年代的土地利用数据来源于中国科学院地理与资源研究所1992年的1∶400万土地利用空间分布图，其他3期的数据来源于80年代中期，90年代初期和2000年的TM遥感影像的解译结果。
（2）气象、地形数据：来源于中国科学院地理科学研究所1992年的1∶400万数字地图中的中国地貌图、中华人民共和国国家测绘局1995年编制的1∶25万地形高程数据库。气候资料数据来源于中国气象局气象站点数据，选择了中国北方农牧交错带及其周边地区133个站点的数据，时间范围为1976—1999年。
（3）统计数据：包括1976—1999年的全国统计年鉴，中国北方农牧交错带10省统计年鉴，每年林业统计年鉴、最近时期的调查数据。价格数据来源于中国统计年鉴以及实际调研数据。
2.2 土地利用——生态系统耦合模型
土地利用——陆地生态系统耦合模型（TES-LUC模型），该模型包括几个大的模块，土地利用动态过程模块、净第一性生产力模块、水分运动模块、土壤侵蚀模块、碳氮元素循环模块，模型的驱动因素为气象、植被、土壤以及地理空间属性和不同植被的相关生理参数等。利用不同的输入参数，可以得到不同土地利用空间格局下的生态系统过程数据。针对研究区的土地利用实际情况，使用实际气象数据资料作为驱动，各种空间属性、植被以及土壤等相关参数，以及相关变量的初始值形成输入文件，驱动土地利用——生态过程耦合模型TES-LUC，在模型进行多次迭代运算之后，得到4期土地利用现状下研究区不同格点的净初级生产力（NPP（x））、平均土壤侵蚀量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有机质含量（U（x））的模拟结果，以及区域整体平均的净初级生产力（NPP（x））、平均土壤侵蚀量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有机质含量（U（x））的模拟结果，随后进行各个格点以及研究区整体生态服务价值的计算。
2.3 生态系统服务价值评价方法
根据Costanza等人的分类方法，考虑到研究区的地理地貌特征和植被土壤类型，本文将研究区生态系统服务价值划分为初级生产、气候调节、养分循环、水源涵养、侵蚀控制五大类评价指标，以土地利用—生态系统耦合模型模拟的净初级生产力（NPP）输出值为基础，分别计算5个类别的生态服务价值，各类别指标服务价值的评估方法如下。
2.3.1 初级生产价值 净初级生产力（NPP）和生物量是反映有机物质生产的两个重要指标，生物量是反映物质的储存量，而初级生产力是反映某一时间段（如一年）所生产的有机物质量，利用 TES-LUC模型 模拟的净初级生产力（NPP），根据有机物质的单位质量价值，换算得到研究区内生态系统初级生产的价值，具体计算公式为：
Vn=∑∑NPP（x）×Pn（x）
式中，Vn为初级生产的生态系统服务价值（元），NPP（x）为每个栅格内的NPP模拟均值，Pn（x）为单位有机物价值。
2.3.2 气候调节价值 在评估生态系统固定CO2和释放O2两项服务功能时，根据光合作用与呼吸作用的反应方程式，推算每形成1 g干物质需要的CO2的量（一般取1.62 g）和释放O2的量（一般取1.2 g）；然后利用碳税法估算吸收CO2的功能价值，工业制氧法估算释放O2的功能价值， 计算公式为：
Vr=∑∑1.62×NPP（x）×Pr
Vo=∑∑1.2×NPP（x）×Po
式中，NPP（x）为TES-LUC模型模拟的每个栅格内的NPP，Pr、Po分别为碳税法中CO2的单位质量价值和工业制氧法中的工业制氧价格，CO2的单位质量价值借用瑞典碳税率0.15美元·kg-1（C）来计算，换算成吸收CO2的税率为3.36×10-4美元·g-1（CO2）； O2的工业制氧价为4×10-4元·g-1 （O2）。
2.3.3 养分循环价值 生态系统中的植被在生长过程中，能够同时固定其他养分物质，这些营养物质通过复杂的食物网而循环再生，并成为全球生物地化循环不可或缺的环节。评估生态系统在养分循环中的作用时，以TES-LUC模型模拟的NPP为基础，估算其重要营养物质氮、磷、钾在生态系统中的年吸收量。根据统计资料，氮、磷、钾肥的平均价格分别为400，350，350元·t-1；对应的纯氮、磷、钾元素的折算率分别为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为区域生态系统在一时间段内吸收的营养物质价值；Vun、Vup、Vuk分别为吸收的氮、磷、钾元素价值；Rn1、Rp1 、Rk1分别为各类生态系统中氮、磷、钾元素在有机物中的分配率（表1）；Rn2、Rp2、Rk2为纯氮、纯磷、纯钾分别折算为氮肥、磷肥、钾肥的比例；Pn、Pp、Pk分别为区域时间段内氮肥、磷肥、钾肥的平均价格。
2.3.4 水源涵养价值 涵养水源是生态系统的一个重要功能，可以参照李金昌等的研究方法来评价生态系统对涵养水源的间接经济价值。通过TES-LUC模型模拟水分的垂直运动得到不同土壤层的土壤体积含水量。而土壤涵养水源类似于水库蓄水，因此，通过建立需水量为1 t的水库的费用来估算涵养水源的价值，查阅工程造价成本可知，中国每建设1 m3库容的平均成本花费为0.67元。
Vw=∑∑Q（x）×Pw（x）×S（x）
式中，Q（x）为TES-LUC模型模拟的土壤含水量，Pw（x）为建成单位库容的花费成本，S（x）为对应的面积。
2.3.5 土壤侵蚀价值 根据水利部颁布的《土壤侵蚀分级分类标准》，土壤侵蚀包括减少土地损失面积的价值、减少土壤肥力损失的价值和减少泥沙淤积的价值，可通过TES-LUC模型模拟的土壤侵蚀量和土壤有机质对这一价值进行计算。
（1）土地面积减少量。主要根据土壤侵蚀量和土壤耕作层的平均厚度来计算，以我国土壤耕作层的平均厚度（0.3 m）作为土层厚度，采用土地的机会成本法估算土地面积减少的经济价值，计算式为：
Vss（x）=×OC（x）
式中，Vss（x）为每个栅格处在一段时间内减少的土地面积损失价值，E（x）为TES-LUC模型模拟的土壤侵蚀量，OC（x）为土壤生产的机会成本（元·m-2）。其取值是根据不同的生态系统类型来确定的，如表2所示。
（2）土壤肥力损失量。保持土壤肥力主要包括减少有机质损失，氮、磷、钾损失，分别由以下公式计算：
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）分别为减少N、P、K损失的功能价值，E（x）为TES模型模拟的土壤侵蚀量；U（x）为TESim模型模拟的单位土壤有机质含量；N（x）、Cp（x）、Ck（x）、分别为土壤的纯N化肥当量，纯P化肥当量和纯K化肥当量；Pfc、Pfn、Pfp、Pfk分别为柴薪、氮肥、磷肥、钾肥的平均价格。土壤中的氮元素、磷元素和钾元素含量则参考研究区的文献数据北方农牧交错区 部分（表3）。
（3）泥沙淤积价值。通常，土壤侵蚀会导致部分泥沙淤积于水库、江河、湖泊等处，并直接造成其需蓄水量的下降，从而在某种程度上加剧干旱、洪涝等灾害的发生。生态系统减少的这部分损失的价值可以近似根据蓄水成本来计算：
Vst（x）=E（x）×Ltr（x）×Pre（x）
式中，Vst（x）为生态系统在一段时间内减少淤泥损失的价值；E（x）为TES模型模拟的土壤侵蚀量；Ltr（x）为总侵蚀量中会造成淤积的泥沙比例；Pre（x）为平均库容工程费。
综合上述3项因子价值，最终可得土壤侵蚀功能价值为：
Usr=Vss+Vfe+Vst
2.4 价格参数的处理
由统计资料不难发现，物价水平在1976—2000年的模拟期间，有着显著的上升趋势。由于生态效益评估涉及到不同年份间生态系统服务价值的比较，根据区域生态资产计算的特点，且受限于价格数据的来源，因此，必须对不同年份的价格变量进行转换和折算。本研究采用消费物价指数（Consumer price index，CPI），以1978年为货币基准年，近似处理不同年份得到的价格数据（图1），从而纳入统一的评估框架。
将所有价格数据和中间参数小结如下，表4展示了评估框架中，价格参量的数值、单位、数据来源和涵义。
3 结果与分析
3.1 不同土地利用数量结构下的生态服务价值
表5给出了从20世纪70年代—2000年研究区土地利用类型数量结构变化的统计结果。从表5中可以看出，我国北方农牧交错带土地利用结构以草地和耕地为主，分别占到总面积的33.26%（2000年）和41. 63%（2000年），合计达到74.89%。自20世纪70年代到2000年，土地利用结构发生了较大变化，从总体趋势来看，可以分为两个阶段，第一阶段为20世纪70年代到20世纪80年代后期，土地利用数量结构剧烈变化。其中，耕地、草地所占面积急剧增加，其中增幅最大的是草地，上升了11%；而林地所占面积则大幅下降，产生原因可能是由于社会经济的快速发展和人口的急剧增加，大量的林地转化为可用于耕种的耕地和可用于放牧的草地。另一阶段是1980年代后期到2000年，土地利用变化方向产生一定转变，且土地利用变化程度减缓，其中，耕地保持平稳上升趋势，林地经过小幅上升后略有下降；而草地保持略微下降趋势。表明土地利用类型逐渐由林地向耕地和草地转化。另外，为了防风固沙、保持水土，一些防护林工程也陆续开始实施，使得1980年代后期的林地所占面积有所回升。
运用前文所述方法，对研究区生态服务价值进行计算，结果见表6。从表中可以看出，从生态服务价值总值来看，中国北方农牧交错带的生态服务总价值变化，大体上可以分为两个阶段，从20世纪70年代到20世纪90年代，生态服务总价值由1 434亿元下降到1 291亿元，这是因为土地利用变化总体趋势为耕地和草地大量增加，林地减少。而耕地和草地的单位生态服务功能价值指数远远小于林地。从20世纪90年代到2000年，生态服务总价值开始回升，这也与土地利用数量变化程度减缓和生态环境效益改善有关系。从不同土地利用类型所占的生态服务价值的数量比例来看，草地由于其面积较大，它所占的比重最高，平均每年占总生态服务价值的40%以上；林地的面积比例尽管下降，但其生态服务价值比例却逐渐升高；而耕地的生态服务价值所占比例相对稳定，为30%左右。不同生态系统所占的生态价值比例也充分体现了该区域土地利用以农业和牧业用地为主的显著特点。随着土地利用变化的加剧，不同生态系统生态价值也随之变化。
3.2 不同土地利用空间格局下的生态服务价值
由前文所述方法运用GIS软件得到中国北方农牧交错带不同时期生态服务价值空间分布图（图2）。从图2中可以看出，研究区生态服务价值受土地利用类型的影响相当明显，总体上呈现从东北向西南递减的趋势，由于研究区东北部主要分布着森林植被，其生态服务价值比较高，大部分高于10 000元·hm-2左右；中部为内蒙古高原向黄土高原过渡区，分布着较多的草地和耕地，生态服务价值约在3 000元·hm-2左右，南部为青藏高原向黄土高原过渡区，生态服务价值偏低，多低于1 000元·hm-2。从20世纪70年代—20世纪90年代期间，大量的林地向耕地和草地转移，研究区的生态服务价值呈现整体降低趋势，中西部地区尤为明显。其中，20世纪70年代—20世纪80年代年间，生态服务价值在中西部小部分地区略有下降；20世纪80年代—20世纪90年代期间，研究区全区生态服务价值有一定程度的减弱，其中以中西部地区最为明显，耕地和草地的生态环境进一步恶劣；20世纪90年代—2000年间，区域生态服务的空间变化趋势减缓，从图中较难看出明显差异，这与之前的数量分析结果相对应。
进一步对全区生态服务价值进行分级，并统计各级栅格个数（表7），可以看出，20世纪70年代研究区生态服务价值主要集中在1 000～3 000元·hm-2的区间，共占了生态服务总值的58%，生态服务功能价值较高；20世纪80年代，全区生态服务价值分布在1 000～3 000元·hm-2之间的比例基本持平，但大于4 000元·hm-2的比例显著下降，表明高生态服务价值区逐渐减少；20世纪90年代，生态服务价值主要集中在1 000～2 000元·hm-2之间，其中低于1 000元·hm-2的面积比例明显增大，而高于4 000元·hm-2比例继续减少，表明区域生态服价值继续降低；2000年，全区生态服务价值在低于1 000元·hm-2之间的分布最多，达39.01%，而高于4 000元·hm-2的比例也降至10.51%。生态服务价值两极分化日趋严重。
4 结论与讨论
参照前人研究成果，结合研究区实际情况，我们确定了研究区土地利用生态服务价值的计算方法。并利用土地利用——生态系统耦合模型的模拟数据作为基础数据，通过GIS等手段实现对中国北方农牧交错带生态服务价值的时空格局变化的研究。本研究基于生态系统过程，然后将直接和间接市场价值引入生态系统服务评价体系，从而把生态系统过程和社会经济紧密联系起来，使评价结果更加客观和可靠。
土壤耕作概念范文6
关键词：LUCC变化；生态服务价值；中国北方农牧交错带
中图分类号：F323.22 文献标识码：A DOI编码：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；修订日期：2013-11-28
基金项目：国家自然科学基金项目（41030535）；国家自然科学基金项目（30900197）；国家973项目（2011CB952001）
作者简介：蒋力（1987—），女，湖南人，在读硕士生，主要从事土地利用变化与陆地生态系统研究。
通讯作者简介：徐霞（1977—），女，湖北人，副教授，主要从事土地利用模拟模型研究。
生态系统服务是指通过生态系统自身的结构、过程和功能，直接或间接地得到生命支持产品以及提供服务[1-2]。根据相关研究提出的生态系统服务功能分类[3-4]，生态系统服务功能可以归纳为供给功能、调节功能、生命系统支持功能和文化娱乐功能等。其中，为人类提供食物、工业原材料等可以商品化的功能，称为直接价值功能；而气候条件、水源涵养等难以商品化的功能，称为间接价值功能。生态服务功能的间接价值虽然不表现在国家的核算体制上，但它们的价值可能大大超过直接价值。Costanza在1997年最先开展了对全球生态系统服务价值的系统评估工作，确定了生态服务价值的评估原理和科学意义之后[1]，生态服务价值研究已成为当今生态系统可持续性研究的热点之一[4]。
土地利用变化是目前人地系统研究中的一个重要方面，它对环境和生态的作用在全球环境变化研究领域受到高度重视。土地利用的生态服务价值首先表现在它不仅是农业和畜牧业发展的重要物质基础，而且还具有生物多样性保护、涵养水源、防风固沙等重要生态功能[5]。同时，土地利用是人类最基本的经济活动，它的不断变化也会引起生态系统结构和功能的变化，从而导致生态服务价值的改变[6-7]，因此，研究土地利用变化下的生态系统服务价值具有重要意义。目前，我国对于土地利用驱动下生态服务价值的变化做了大量的研究，主要体现在：欧阳志云、王伟等对生态系统服务的概念、内涵和价值评估方法进行了阐述[7-8]；谢高地等对中国自然草地和青藏高原高寒草地的生态系统服务价值进行了评估，并根据Costanza提出的核算理论利用专家打分法制定了中国生态系统服务价值当量因子表[9]。此后，以中国生态系统服务价值当量因子表为基础，结合不同研究区土地利用变化的生态系统服务价值评估大量展开[10-18]。此外，基于遥感和GIS技术研究土地利用/覆盖变化背景下区域生态系统服务价值变化的研究也逐渐增多[19-22]，并对草地、森林、流域等生态系统服务价值进行评估。这些研究主要对当年的价值进行静态分析，且依赖于经济学理论，而缺乏对生态系统自身规律的分析。关于土地利用结构和格局与生态服务价值的内在联系的定量研究较少。由于生态系统的服务功能与生态系统自身的结构与过程有关，且极易受到不同区域地理、气候的影响，因此，能够进行土地利用格局变化、生态系统结构、生态过程与服务功能的关系分析，可进一步为生态服务功能评价提供相对可靠的生态学基础，也成为目前研究的一个方向[23]。本研究基于土地利用——陆地生态系统耦合模型（TESim_R模型），通过对气象、植被、土壤以及控件属性等参数的输入，得到不同土地利用模式下的生态过程数据，并在此基础上依据不同的生态服务功能，对土地利用的生态服务价值进行评估。
1 研究区概况
中国北方农牧交错带是分隔我国北方东部农区与西部天然草地牧区的生态过渡带，斜贯东北-西南，北起大兴安岭西麓的呼伦贝尔，西至青海东部，南至宁夏南部，总面积约为72.6万km2，包括有10省205县（旗），总人口约6 000多万[24]，在地理上具有很强的过渡性，同时该地区自然资源条件多样和相当脆弱，使得该研究区成为我国一个重要的生态脆弱区和生态过渡带。此外，随着人类活动长期以来的超强度利用和干扰，该区域的土地利用强度与空间格局发生了巨大变化，严重影响了生态服务功能的发挥。因此，以中国北方农牧交错带为研究对象，研究土地利用数量结构和空间格局变化对于陆地生态系统服务价值的影响具有重大实际意义。
2 研究方法
2.1 数据来源及处理
（1）土地利用数据：本文中使用的土地利用数据有4期，20世纪70年代的土地利用数据来源于中国科学院地理与资源研究所1992年的1∶400万土地利用空间分布图，其他3期的数据来源于80年代中期，90年代初期和2000年的TM遥感影像的解译结果。
（2）气象、地形数据：来源于中国科学院地理科学研究所1992年的1∶400万数字地图中的中国地貌图、中华人民共和国国家测绘局1995年编制的1∶25万地形高程数据库。气候资料数据来源于中国气象局气象站点数据，选择了中国北方农牧交错带及其周边地区133个站点的数据，时间范围为1976—1999年。
（3）统计数据：包括1976—1999年的全国统计年鉴，中国北方农牧交错带10省统计年鉴，每年林业统计年鉴、最近时期的调查数据。价格数据来源于中国统计年鉴以及实际调研数据。
2.2 土地利用——生态系统耦合模型
土地利用——陆地生态系统耦合模型（TES-LUC模型），该模型包括几个大的模块，土地利用动态过程模块、净第一性生产力模块、水分运动模块、土壤侵蚀模块、碳氮元素循环模块，模型的驱动因素为气象、植被、土壤以及地理空间属性和不同植被的相关生理参数等。利用不同的输入参数，可以得到不同土地利用空间格局下的生态系统过程数据。针对研究区的土地利用实际情况，使用实际气象数据资料作为驱动，各种空间属性、植被以及土壤等相关参数，以及相关变量的初始值形成输入文件，驱动土地利用——生态过程耦合模型TES-LUC，在模型进行多次迭代运算之后，得到4期土地利用现状下研究区不同格点的净初级生产力（NPP（x））、平均土壤侵蚀量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有机质含量（U（x））的模拟结果，以及区域整体平均的净初级生产力（NPP（x））、平均土壤侵蚀量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有机质含量（U（x））的模拟结果，随后进行各个格点以及研究区整体生态服务价值的计算。
2.3 生态系统服务价值评价方法
根据Costanza等人的分类方法，考虑到研究区的地理地貌特征和植被土壤类型，本文将研究区生态系统服务价值划分为初级生产、气候调节、养分循环、水源涵养、侵蚀控制五大类评价指标，以土地利用—生态系统耦合模型模拟的净初级生产力（NPP）输出值为基础，分别计算5个类别的生态服务价值，各类别指标服务价值的评估方法如下。
2.3.1 初级生产价值 净初级生产力（NPP）和生物量是反映有机物质生产的两个重要指标，生物量是反映物质的储存量，而初级生产力是反映某一时间段（如一年）所生产的有机物质量，利用 TES-LUC模型模拟的净初级生产力（NPP），根据有机物质的单位质量价值，换算得到研究区内生态系统初级生产的价值，具体计算公式为：
Vn=∑∑NPP（x）×Pn（x）
式中，Vn为初级生产的生态系统服务价值（元），NPP（x）为每个栅格内的NPP模拟均值，Pn（x）为单位有机物价值。
2.3.2 气候调节价值 在评估生态系统固定CO2和释放O2两项服务功能时，根据光合作用与呼吸作用的反应方程式，推算每形成1 g干物质需要的CO2的量（一般取1.62 g）和释放O2的量（一般取1.2 g）[25]；然后利用碳税法估算吸收CO2的功能价值，工业制氧法估算释放O2的功能价值， 计算公式为：
Vr=∑∑1.62×NPP（x）×Pr
Vo=∑∑1.2×NPP（x）×Po
式中，NPP（x）为TES-LUC模型模拟的每个栅格内的NPP，Pr、Po分别为碳税法中CO2的单位质量价值和工业制氧法中的工业制氧价格，CO2的单位质量价值借用瑞典碳税率0.15美元·kg-1（C）来计算，换算成吸收CO2的税率为3.36×10-4美元·g-1（CO2）[26]； O2的工业制氧价为4×10-4元·g-1 （O2）[27]。
2.3.3 养分循环价值 生态系统中的植被在生长过程中，能够同时固定其他养分物质，这些营养物质通过复杂的食物网而循环再生，并成为全球生物地化循环不可或缺的环节。评估生态系统在养分循环中的作用时，以TES-LUC模型模拟的NPP为基础，估算其重要营养物质氮、磷、钾在生态系统中的年吸收量。根据统计资料，氮、磷、钾肥的平均价格分别为400，350，350元·t-1；对应的纯氮、磷、钾元素的折算率分别为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为区域生态系统在一时间段内吸收的营养物质价值；Vun、Vup、Vuk分别为吸收的氮、磷、钾元素价值；Rn1、Rp1 、Rk1分别为各类生态系统中氮、磷、钾元素在有机物中的分配率（表1）[28]；Rn2、Rp2、Rk2为纯氮、纯磷、纯钾分别折算为氮肥、磷肥、钾肥的比例；Pn、Pp、Pk分别为区域时间段内氮肥、磷肥、钾肥的平均价格。
2.3.4 水源涵养价值 涵养水源是生态系统的一个重要功能，可以参照李金昌等[29]的研究方法来评价生态系统对涵养水源的间接经济价值。通过TES-LUC模型模拟水分的垂直运动得到不同土壤层的土壤体积含水量。而土壤涵养水源类似于水库蓄水，因此，通过建立需水量为1 t的水库的费用来估算涵养水源的价值，查阅工程造价成本可知，中国每建设1 m3库容的平均成本花费为0.67元[25]。
Vw=∑∑Q（x）×Pw（x）×S（x）
式中，Q（x）为TES-LUC模型模拟的土壤含水量，Pw（x）为建成单位库容的花费成本，S（x）为对应的面积。
2.3.5 土壤侵蚀价值 根据水利部颁布的《土壤侵蚀分级分类标准》[30]，土壤侵蚀包括减少土地损失面积的价值、减少土壤肥力损失的价值和减少泥沙淤积的价值，可通过TES-LUC模型模拟的土壤侵蚀量和土壤有机质对这一价值进行计算。
（1）土地面积减少量。主要根据土壤侵蚀量和土壤耕作层的平均厚度来计算，以我国土壤耕作层的平均厚度（0.3 m）作为土层厚度，采用土地的机会成本法估算土地面积减少的经济价值，计算式为：
Vss（x）=[E（x）+0.3]×OC（x）
式中，Vss（x）为每个栅格处在一段时间内减少的土地面积损失价值，E（x）为TES-LUC模型模拟的土壤侵蚀量，OC（x）为土壤生产的机会成本（元·m-2）。其取值是根据不同的生态系统类型来确定的，如表2所示。
（2）土壤肥力损失量。保持土壤肥力主要包括减少有机质损失，氮、磷、钾损失，分别由以下公式计算：
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）分别为减少N、P、K损失的功能价值，E（x）为TES模型模拟的土壤侵蚀量；U（x）为TESim模型模拟的单位土壤有机质含量；N（x）、Cp（x）、Ck（x）、分别为土壤的纯N化肥当量，纯P化肥当量和纯K化肥当量；Pfc、Pfn、Pfp、Pfk分别为柴薪、氮肥、磷肥、钾肥的平均价格。土壤中的氮元素、磷元素和钾元素含量则参考研究区的文献数据北方农牧交错区[5] 部分（表3）。
（3）泥沙淤积价值。通常，土壤侵蚀会导致部分泥沙淤积于水库、江河、湖泊等处，并直接造成其需蓄水量的下降，从而在某种程度上加剧干旱、洪涝等灾害的发生。生态系统减少的这部分损失的价值可以近似根据蓄水成本来计算：
Vst（x）=E（x）×Ltr（x）×Pre（x）
式中，Vst（x）为生态系统在一段时间内减少淤泥损失的价值；E（x）为TES模型模拟的土壤侵蚀量；Ltr（x）为总侵蚀量中会造成淤积的泥例；Pre（x）为平均库容工程费。
综合上述3项因子价值，最终可得土壤侵蚀功能价值为：
Usr=Vss+Vfe+Vst
2.4 价格参数的处理
由统计资料不难发现，物价水平在1976—2000年的模拟期间，有着显著的上升趋势。由于生态效益评估涉及到不同年份间生态系统服务价值的比较，根据区域生态资产计算的特点，且受限于价格数据的来源，因此，必须对不同年份的价格变量进行转换和折算。本研究采用消费物价指数（Consumer price index，CPI），以1978年为货币基准年，近似处理不同年份得到的价格数据（图1），从而纳入统一的评估框架。
将所有价格数据和中间参数小结如下，表4展示了评估框架中，价格参量的数值、单位、数据来源和涵义。
3 结果与分析
3.1 不同土地利用数量结构下的生态服务价值
表5给出了从20世纪70年代—2000年研究区土地利用类型数量结构变化的统计结果。从表5中可以看出，我国北方农牧交错带土地利用结构以草地和耕地为主，分别占到总面积的33.26%（2000年）和41.63%（2000年），合计达到74.89%。自20世纪70年代到2000年，土地利用结构发生了较大变化，从总体趋势来看，可以分为两个阶段，第一阶段为20世纪70年代到20世纪80年代后期，土地利用数量结构剧烈变化。其中，耕地、草地所占面积急剧增加，其中增幅最大的是草地，上升了11%；而林地所占面积则大幅下降，产生原因可能是由于社会经济的快速发展和人口的急剧增加，大量的林地转化为可用于耕种的耕地和可用于放牧的草地。另一阶段是1980年代后期到2000年，土地利用变化方向产生一定转变，且土地利用变化程度减缓，其中，耕地保持平稳上升趋势，林地经过小幅上升后略有下降；而草地保持略微下降趋势。表明土地利用类型逐渐由林地向耕地和草地转化。另外，为了防风固沙、保持水土，一些防护林工程也陆续开始实施，使得1980年代后期的林地所占面积有所回升。
运用前文所述方法，对研究区生态服务价值进行计算，结果见表6。从表中可以看出，从生态服务价值总值来看，中国北方农牧交错带的生态服务总价值变化，大体上可以分为两个阶段，从20世纪70年代到20世纪90年代，生态服务总价值由1 434亿元下降到1 291亿元，这是因为土地利用变化总体趋势为耕地和草地大量增加，林地减少。而耕地和草地的单位生态服务功能价值指数远远小于林地。从20世纪90年代到2000年，生态服务总价值开始回升，这也与土地利用数量变化程度减缓和生态环境效益改善有关系。从不同土地利用类型所占的生态服务价值的数量比例来看，草地由于其面积较大，它所占的比重最高，平均每年占总生态服务价值的40%以上；林地的面积比例尽管下降，但其生态服务价值比例却逐渐升高；而耕地的生态服务价值所占比例相对稳定，为30%左右。不同生态系统所占的生态价值比例也充分体现了该区域土地利用以农业和牧业用地为主的显著特点。随着土地利用变化的加剧，不同生态系统生态价值也随之变化。
3.2 不同土地利用空间格局下的生态服务价值
由前文所述方法运用GIS软件得到中国北方农牧交错带不同时期生态服务价值空间分布图（图2）。从图2中可以看出，研究区生态服务价值受土地利用类型的影响相当明显，总体上呈现从东北向西南递减的趋势，由于研究区东北部主要分布着森林植被，其生态服务价值比较高，大部分高于10 000元·hm-2左右；中部为内蒙古高原向黄土高原过渡区，分布着较多的草地和耕地，生态服务价值约在3 000元·hm-2左右，南部为青藏高原向黄土高原过渡区，生态服务价值偏低，多低于1 000元·hm-2。从20世纪70年代—20世纪90年代期间，大量的林地向耕地和草地转移，研究区的生态服务价值呈现整体降低趋势，中西部地区尤为明显。其中，20世纪70年代—20世纪80年代年间，生态服务价值在中西部小部分地区略有下降；20世纪80年代—20世纪90年代期间，研究区全区生态服务价值有一定程度的减弱，其中以中西部地区最为明显，耕地和草地的生态环境进一步恶劣；20世纪90年代—2000年间，区域生态服务的空间变化趋势减缓，从图中较难看出明显差异，这与之前的数量分析结果相对应。
进一步对全区生态服务价值进行分级，并统计各级栅格个数（表7），可以看出，20世纪70年代研究区生态服务价值主要集中在1 000～3 000元·hm-2的区间，共占了生态服务总值的58%，生态服务功能价值较高；20世纪80年代，全区生态服务价值分布在1 000～3 000元·hm-2之间的比例基本持平，但大于4 000元·hm-2的比例显著下降，表明高生态服务价值区逐渐减少；20世纪90年代，生态服务价值主要集中在1 000～2 000元·hm-2之间，其中低于1 000元·hm-2的面积比例明显增大，而高于4 000元·hm-2比例继续减少，表明区域生态服价值继续降低；2000年，全区生态服务价值在低于1 000元·hm-2之间的分布最多，达39.01%，而高于4 000元·hm-2的比例也降至10.51%。生态服务价值两极分化日趋严重。
4 结论与讨论
参照前人研究成果，结合研究区实际情况，我们确定了研究区土地利用生态服务价值的计算方法。并利用土地利用——生态系统耦合模型的模拟数据作为基础数据，通过GIS等手段实现对中国北方农牧交错带生态服务价值的时空格局变化的研究。本研究基于生态系统过程，然后将直接和间接市场价值引入生态系统服务评价体系，从而把生态系统过程和社会经济紧密联系起来，使评价结果更加客观和可靠。
为了验证本文计算结果，将他人研究成果进行简单的面积比例折算，与本研究的结果对比分析（均进行物价指数处理）。经过文献检测发现，国内其他大尺度的自然及社会条件相近地区的生态系统服务评价工作大部分在1990年代开展，其中包括：运用遥感技术对内蒙古生态资产测量，经过折算后结果为1 663.9亿元[31]；利用直接和间接价值计算法评估青藏高原，折算到本研究面积的生态系统服务价值为2 658亿元[9]。本文评价结果表明，中国北方农牧交错带的生态系统服务功能平均总价值在1990年代为1 255亿元，由于本研究只是不完全评估了5种生态系统服务，因此可以认为，本研究与众多其他研究的评价结果在数量上基本一致。
本研究的生态经济分析结果表明，不同的土地利用数量结构对生态服务价值有重要影响。由于1970年代至1990年代，土地利用结构主要表现在林地大量减少，耕地和牧草地大量增多，导致高生态服务价值用地向低生态服务价值用地转化，北方农牧交错带生态总价值在30年中从1 434亿元降低到1 070亿元。进入1990年代中后期，随着土地利用结构变化日趋平缓及一些政策促进生态环境的改善，北方农牧交错带生态效益总价值开始逐步回升。
研究也表明，土地利用空间格局不同，其生态服务价值也有很大差异。分布着森林的东北部单位面积平均生态服务价值最高，分布着耕地的西部地区则相对最低。1970年代—1990年代中，高生态服务价值地区不断减少，低值地区不断增多，生态服务总价值也出现减少趋势，因此，制定政策时需要关注如何提高单位面积的生态服务价值，以及扩大单位生态服务价值高的区域的面积，通过本文分析可知，保证较高的森林覆盖率是维持生态环境的重要措施。
由于数据和资料的局限，本文只计算了2000年之前的生态服务价值，而从2000年起，研究区开始大面积实施退耕还林/草工程，此政策对土地利用模式和生态服务效益都有一定的良好影响，还有待做进一步的持续性研究。
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