郭宏偉，徐海量，凌紅波，帕爾哈提江·艾合買提

(1.中國科學(xué)院新疆生態(tài)與地理研究所荒漠與綠洲生態(tài)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室， 新疆 烏魯木齊 830011； 2.中國科學(xué)院大學(xué)， 北京 100049； 3.新疆農(nóng)業(yè)大學(xué)， 新疆 烏魯木齊 830011)

自20世紀(jì)50年代以來，塔里木河流域經(jīng)過60多年的發(fā)展已成為新疆主要的糧食和棉花基地。在資源開發(fā)和經(jīng)濟(jì)發(fā)展的同時(shí)，生態(tài)環(huán)境發(fā)生了顯著變化，尤其表現(xiàn)為農(nóng)業(yè)用水過程中生態(tài)與經(jīng)濟(jì)的矛盾日益突出[1]。根據(jù)相關(guān)研究，流域在1949—2008年耕地面積擴(kuò)張98.70×104hm2，平均以每年1.67×104hm2的速度擴(kuò)張[2]。隨著人工綠洲的不斷擴(kuò)大，大片天然植被開發(fā)為農(nóng)田，打破了生態(tài)系統(tǒng)原有平衡狀態(tài)，上游三大源流(阿克蘇河、葉爾羌河、和田河)向干流輸水及干流上游向下游輸水減少，下游(大西海子水庫以下)321 km河道斷流，地下水大幅度下降，天然植被大面積衰敗和枯死，湖泊干涸，沙漠化擴(kuò)張，生態(tài)系統(tǒng)退化，生物多樣性嚴(yán)重受損[3-4]。生態(tài)的急劇惡化受到了社會(huì)及政府部門持續(xù)的關(guān)注，依據(jù)國務(wù)院批準(zhǔn)的《塔里木河流域近期綜合治理規(guī)劃報(bào)告》，從2000年5月開始，有關(guān)部門連續(xù)向大西海子以下地區(qū)實(shí)施14次生態(tài)輸水，輸水總量為46.41×108m3，使地下水位比輸水前升高4～6 m，植被面積增加，生長狀況好轉(zhuǎn)[5-6]，沙漠化逐漸由擴(kuò)展向逆方向發(fā)展，連續(xù)干涸17年的臺(tái)特瑪湖間斷進(jìn)水[7-10]。近期治理規(guī)劃已取得明顯進(jìn)展，但目前仍然存在不合理的水土開發(fā)利用問題，如邊治理邊開荒、邊節(jié)水邊增加耗水，實(shí)際農(nóng)業(yè)灌溉面積還多于規(guī)劃面積[11]，等等。為此，深入研究耕地?cái)U(kuò)張導(dǎo)致天然植被退化的定量關(guān)系，計(jì)算將天然植被開發(fā)為農(nóng)田后生態(tài)經(jīng)濟(jì)價(jià)值的損益量，對整個(gè)流域的水資源合理利用及生態(tài)環(huán)境可持續(xù)發(fā)展有著重要意義。

當(dāng)前，圍繞干旱區(qū)水土資源開發(fā)利用對生態(tài)環(huán)境的影響進(jìn)行了大量研究，并取得了明顯進(jìn)展[12-13]。但是這些研究以定性分析居多，缺乏定量研究，仍然難以精確刻畫水土資源開發(fā)利用對生態(tài)環(huán)境的影響。此外，分布于塔里木河下游的天然植被主要靠地下水維系其生命，人工綠洲的不斷擴(kuò)張導(dǎo)致天然綠洲因得不到水分補(bǔ)給而衰敗和枯死[14-15]。然而目前關(guān)于這方面的研究主要是利用遙感影像數(shù)據(jù)分析一定時(shí)期內(nèi)人工與天然綠洲宏觀面積的變化，研究過程中僅考慮到天然植被的消失，而未考慮天然植被的衰敗[16-18]，所得天然植被退化程度小于實(shí)際。塔里木河流域作為生態(tài)河流，生態(tài)保護(hù)是流域治理的根本。為了明確耕地?cái)U(kuò)張對生態(tài)系統(tǒng)的影響，本研究利用2000—2013年塔里木河下游生態(tài)輸水量、輸水后的地下水埋深數(shù)據(jù)、2010年遙感影像數(shù)據(jù)以及社會(huì)經(jīng)濟(jì)資料，分析了地下水埋深對生態(tài)輸水的響應(yīng)特點(diǎn)，構(gòu)建了生態(tài)輸水量與地下水埋深二者之間的定量關(guān)系模型，提出了耕地?cái)U(kuò)張導(dǎo)致天然植被退化在面積上的轉(zhuǎn)變比值，進(jìn)而計(jì)算了天然植被轉(zhuǎn)變?yōu)楦睾蟮纳鷳B(tài)經(jīng)濟(jì)價(jià)值損益量，為遏制無序開荒及推行耕地減退提供科學(xué)依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

塔里木河下游位于新疆南部尉犁縣和若羌縣境內(nèi)，由西北向東南方向穿行于塔克拉瑪干沙漠和庫魯克沙漠之間狹長的沖擊平原，總面積約為2 191 km2(圖1)，是中國最干旱地區(qū)之一，年降水量僅為17.4～42.0 mm，年蒸發(fā)力高達(dá)2 500～3 000 mm，≥10℃的年積溫為4 100℃～4 300℃，屬典型的大陸性干旱氣候。生長有廊道式的天然植被，主要喬木是胡楊，灌木有檉柳、黑果枸杞(Lyciumruthenicum)、鈴鐺刺(Halimodendronhalodendron)等，草本有蘆葦(Phragmitesaustralis)、花花柴(Kareliniacaspica)、脹果甘草(Glycyrrhizainflate)等，構(gòu)成喬木、灌木和草本植物群落。

圖1研究區(qū)示意圖

Fig.1 Sketch map of the study area

2 數(shù)據(jù)來源與研究方法

2.1 數(shù)據(jù)來源

本研究所采用的水文數(shù)據(jù)包括2000—2013年塔里木河下游生態(tài)輸水量和英蘇斷面垂直河道150～1 050 m范圍內(nèi)分布的5口監(jiān)測井的地下水埋深數(shù)據(jù)，該數(shù)據(jù)由塔里木河流域管理局提供。遙感影像數(shù)據(jù)為流域內(nèi)的Landsat-TM影像數(shù)據(jù)，分辨率30 m，成像時(shí)間為2010的8月份，這一時(shí)期為流域豐水期，河流、水庫等水量較大，自然植被及農(nóng)作物生長茂盛，地物特征明顯。解譯主要采用2、3、4三個(gè)波段，利用Erdas軟件對遙感影像進(jìn)行幾何校正、配準(zhǔn)，并借助Arc info對遙感影像進(jìn)行目視判讀和數(shù)字化工作。結(jié)合野外調(diào)查結(jié)果進(jìn)行人工修正后，利用kappa指數(shù)方法[19]對解譯結(jié)果進(jìn)行精度檢驗(yàn)，最終檢驗(yàn)結(jié)果精度為88.9%，滿足研究要求。在遙感圖像解譯的過程當(dāng)中，根據(jù)我國現(xiàn)行的土地利用分類系統(tǒng)，參考研究目的及區(qū)域特征，對塔里木河下游的土地利用類型進(jìn)行劃分，共分為耕地、林地、草地、水域、建設(shè)用地和未利用土地6個(gè)一級土地利用類型。社會(huì)經(jīng)濟(jì)數(shù)據(jù)來源于《新疆統(tǒng)計(jì)年鑒》[20]和《新疆生產(chǎn)建設(shè)兵團(tuán)年鑒》[21]。

2.2 研究方法

2.2.1 監(jiān)測斷面設(shè)置 為了準(zhǔn)確把握生態(tài)輸水工程對環(huán)境的影響，自2000年5月起，在塔里木河下游沿河約30 km的間距共布設(shè)了10個(gè)監(jiān)測斷面(圖1)。在每個(gè)斷面上沿河道垂直方向按100 m或200 m間距布設(shè)地下水監(jiān)測井，布設(shè)監(jiān)測井共50眼。英蘇斷面位于若羌縣鐵干里克鄉(xiāng)境內(nèi)的其文闊爾河上，距大西海子水庫的河道距離為60 km，垂直河道共設(shè)置了5口監(jiān)測井，分別為：F1、F2、F3、F4、F5，離河距離分別為150、300、500、750、1 050 m，主要監(jiān)測輸水期間的地表水流量及地下水動(dòng)態(tài)。地下水的監(jiān)測采用電導(dǎo)法，監(jiān)測周期為：輸水期5～10 d觀測一次；停水期約15～30 d觀測一次，持續(xù)觀測14年。該段河道距河500 m的范圍內(nèi)主要分布有胡楊及林下植被，蓋度約30%左右，500～1 000 m范圍內(nèi)檉柳等灌木群落為主，1 km以外僅有零星植被，并逐漸過渡為荒漠地帶[22]。

2.2.2 生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值評價(jià)方法 Costanza等人[23]的估算是在全球尺度上進(jìn)行。為了減少應(yīng)用于中國陸地生態(tài)系統(tǒng)所造成的誤差，謝高地等人[24]以Costanza等人的研究成果為參考，結(jié)合對我國200位生態(tài)學(xué)者進(jìn)行的生態(tài)問卷調(diào)查結(jié)果，建立了中國陸地生態(tài)系統(tǒng)單位面積服務(wù)價(jià)值表。本文以謝高地等[25]提供的“中國陸地生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)服務(wù)價(jià)值當(dāng)量因子表”為基礎(chǔ)，借助白元[26]在研究塔里木河干流區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值變化時(shí)提出的“塔里木河下游不同生態(tài)類型生態(tài)系統(tǒng)修正系數(shù)”(表1)，對“中國陸地生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)服務(wù)價(jià)值當(dāng)量因子表”中森林和草地的生態(tài)服務(wù)價(jià)值系數(shù)進(jìn)行了修正(調(diào)整后生態(tài)服務(wù)價(jià)值系數(shù)=修正系數(shù)×生態(tài)服務(wù)價(jià)值系數(shù))，得出適宜于干旱區(qū)的生態(tài)服務(wù)價(jià)值當(dāng)量因子表(表2)。研究區(qū)總的生態(tài)服務(wù)價(jià)值通過以下公式計(jì)算：

Eij=eijEa

(1)

式中，Eij為第j種景觀i種生態(tài)服務(wù)功能的單價(jià)(元·hm-2)；eij為第j中景觀i中生態(tài)服務(wù)功能相對于農(nóng)田景觀提供生態(tài)服務(wù)單價(jià)的當(dāng)量因子；Ea為單位面積農(nóng)田提供食物生產(chǎn)服務(wù)功能的經(jīng)濟(jì)價(jià)值(元·hm-2)。

(2)

式中，V為土地生態(tài)服務(wù)功能價(jià)值；Aj為第j類土地的面積；Eij為第j類土地的第i類生態(tài)服務(wù)單價(jià)，i為土地生態(tài)服務(wù)功能類型，j為土地類型。

ESV=∑AkVCk

(3)

式中，ESV為生態(tài)服務(wù)價(jià)值；Ak為k類土地利用類型的面積(hm2)；VCk為第k類土地利用類型的生態(tài)服務(wù)系數(shù)(元·hm-2·a-1)。

表1 塔里木河下游不同生態(tài)類型生態(tài)系統(tǒng)修正系數(shù)

表2 塔里木河下游生態(tài)服務(wù)價(jià)值當(dāng)量因子表

考慮到賦予各種生物量的價(jià)值系數(shù)的不確定性，通過對相對應(yīng)的森林和草地的生態(tài)服務(wù)價(jià)值系數(shù)進(jìn)行調(diào)整，即在兩個(gè)當(dāng)量表的基礎(chǔ)上調(diào)整50%，運(yùn)用敏感度進(jìn)行分析。其計(jì)算公式：

(4)

式中，ESV為總服務(wù)價(jià)值量；VC為價(jià)值系數(shù)；i和j分別為最初的價(jià)值系數(shù)和調(diào)整后的價(jià)值系數(shù)；k為土地利用類型；CS為敏感度，是指VC變動(dòng)1%引起的ESV的變化情況，如果CS>1，說明ESV對VC富有彈性，如果CS<1，說明ESV對VC缺乏彈性，比值越大，表明VC的準(zhǔn)確性越關(guān)鍵。

3 結(jié)果與分析

3.1 生態(tài)輸水過程及其對地下水的影響

為了搶救塔里木河下游生態(tài)環(huán)境，自2000年5月開始，到2006年共實(shí)施了八次生態(tài)應(yīng)急輸水，累計(jì)向大西海子以下輸送生態(tài)水22.46×108m3，水頭六次到達(dá)臺(tái)特瑪湖。隨著綜合治理項(xiàng)目工程建設(shè)的全面開展和效益的逐步發(fā)揮，2008年以后生態(tài)輸水由應(yīng)急輸水轉(zhuǎn)變?yōu)椤俺B(tài)化”生態(tài)輸水。自2007年至2013年共實(shí)施了六次生態(tài)輸水，累計(jì)向大西海子以下輸送生態(tài)水23.96×108m3。自2000年至2013年共輸水十四次，累計(jì)輸送生態(tài)水46.41×108m3，水頭十一次到達(dá)臺(tái)特瑪湖。輸水基本情況如表3所示。

表3 塔里木河下游歷次生態(tài)輸水統(tǒng)計(jì)表

隨著生態(tài)水的不斷下泄，沿河一定范圍的地下水位隨之發(fā)生了明顯變化(圖2)。以英蘇監(jiān)測斷面離河岸150 m處地下水位變化為例，生態(tài)輸水前地下水埋深為9.7 m，前五次大劑量連續(xù)輸水后，地下水響應(yīng)十分顯著，2003年地下水位迅速達(dá)到峰值。2004—2007年雖然保持每年輸水，但輸水量明顯減少，地下水埋深呈現(xiàn)緩慢降低趨勢。2008—2009年塔里木河流域遭遇嚴(yán)重旱災(zāi)，源流來水減少，2008年未能實(shí)現(xiàn)輸水，2009年輸水量僅為0.11×108m3，地下水埋深降至最低。2010年大強(qiáng)度輸水后，地下水位又迅速抬升。截止到2013年地下水埋深為3.6 m，地下水位抬升幅度達(dá)62.89%。

為了定量分析地下水位變化對生態(tài)輸水量的響應(yīng)特征，本研究構(gòu)建了14次生態(tài)輸水量與英蘇斷面5口監(jiān)測井地下水位二者之間的定量關(guān)系模型(圖3)，根據(jù)圖3，生態(tài)輸水量與5口監(jiān)測井地下水位存在較好的線性相關(guān)(相關(guān)系數(shù)R2均大于0.8)。因此，通過定量分析輸水量與地下水位變化的關(guān)系來探討耕地?cái)U(kuò)張擠占生態(tài)用水對天然植被的影響是合理的。

圖2 英蘇斷面離河150 m處地下水動(dòng)態(tài)特征

圖3歷次生態(tài)輸水量與英蘇斷面5口監(jiān)測井地下水位定量關(guān)系

Fig.3 Quantitative relationship between previous ecological water conveyance volumes and groundwater depths of 5 monitoring wells in the Yingsu section

根據(jù)圖3，英蘇斷面5口監(jiān)測井在生態(tài)輸水后均明顯響應(yīng)，隨著輸水量的增加，5口監(jiān)測井地下水位均顯著抬升，其中，經(jīng)過14次生態(tài)輸水后，F(xiàn)1地下水位由5.20 m抬升到2.68 m，抬升幅度為48.46%；F2地下水位由5.32 m抬升到3.87，抬升幅度為27.26%，F(xiàn)3地下水位由5.91 m抬升到到4.47 m，抬升幅度為24.37%，F(xiàn)4地下水位由6.81 m抬升到4.96 m，抬升幅度為27.17%，F(xiàn)5地下水位由7.31 m抬升到5.10 m，抬升幅度為30.23%。

3.2 耕地?cái)U(kuò)張導(dǎo)致天然植被退化的面積關(guān)系

2013年生態(tài)輸水量為4.88×108m3，輸水后5口監(jiān)測井地下水位分布如圖4所示，在此基礎(chǔ)上扣除1×108m3水作為耕地?cái)U(kuò)張用水，根據(jù)圖3中生態(tài)輸水量與5口監(jiān)測井地下水位抬升幅度的定量關(guān)系模型，計(jì)算得到耕地?cái)U(kuò)張擠占1×108m3生態(tài)用水后5口監(jiān)測井的地下水位分布情況(圖4)。根據(jù)圖4，減少1×108m3水量后，5口監(jiān)測井地下水位分別降低1.60、0.72、0.87、1.38 m和0.5 m，平均降低1.01 m。

圖4 2013年及耕地?cái)U(kuò)張擠占1×108m3生態(tài)用水后地下水位分布情況

Fig.4 Groundwater depth distribution in 2013 and after 1×108m3ecological water is occupied by cultivated land espansion

天然植被退化包括衰敗和枯死。根據(jù)前人研究成果[27]，塔里木河下游地下水埋深小于4.71 m時(shí)胡楊正常生長，地下水埋深在4.71～8.62 m之間時(shí)胡楊正常生長受到脅迫，逐漸衰敗，地下水埋深大于8.62 m時(shí)胡楊逐漸枯死。根據(jù)圖4，2013年研究區(qū)離河640 m以內(nèi)胡楊正常生長，離河640～1 800 m范圍內(nèi)胡楊處于衰敗狀態(tài)，離河1 800 m以外的胡楊逐漸枯死。而耕地?cái)U(kuò)張擠占1×108m3生態(tài)用水后，離河280 m以內(nèi)胡楊正常生長，離河280～1 760 m范圍內(nèi)胡楊處于衰敗狀態(tài)，離河1 760 m以外的胡楊逐漸枯死，即耕地?cái)U(kuò)張擠占1×108m3生態(tài)用水后，距離河道280～640 m，寬度為360 m范圍內(nèi)的胡楊由正常生長變?yōu)橹饾u衰敗，距離河道1 760～1 800 m，寬度為40 m范圍內(nèi)的胡楊由逐漸衰敗變?yōu)橹饾u枯死。

研究區(qū)多年斷流，第一次生態(tài)輸水量為1×108m3，水頭到達(dá)阿布達(dá)勒，距離大西海子約70 km，可

認(rèn)為在研究區(qū)1×108m3水大約可以滿足70 km河長的需水，依此估算得到耕地?cái)U(kuò)張擠占1×108m3生態(tài)用水后，將會(huì)分別導(dǎo)致5.60 km2和50.40 km2范圍內(nèi)的胡楊處于逐漸衰敗和逐漸枯死狀態(tài)。此外，塔里木河流域農(nóng)業(yè)灌溉需水定額為650 mm，1×108m3水可以滿足1.54 km2耕地用水，即耕地?cái)U(kuò)張1.54 km2將會(huì)分別導(dǎo)致5.6 km2和50.4 km2范圍內(nèi)的胡楊處于逐漸衰敗和逐漸枯死狀態(tài)。因此，耕地?cái)U(kuò)張和胡楊林處于逐漸枯死與逐漸衰敗狀態(tài)的面積比例關(guān)系分別為：1∶3.64和1∶32.73。

3.3 耕地與林、草地生態(tài)服務(wù)價(jià)值計(jì)算分析

2010年研究區(qū)農(nóng)作物播種面積為745.40 km2，生產(chǎn)總值為10.21×108元，根據(jù)此數(shù)據(jù)計(jì)算研究區(qū)農(nóng)田景觀提供食物生產(chǎn)服務(wù)的市場價(jià)值為1 955.97 元·hm-2，由此得到研究區(qū)林地和草地生態(tài)服務(wù)價(jià)值當(dāng)量表并分別計(jì)算其生態(tài)服務(wù)價(jià)值(表4)。

表4 林、草地生態(tài)服務(wù)價(jià)值當(dāng)量及其生態(tài)服務(wù)價(jià)值

2010年研究區(qū)林、草地面積分別為371.37 km2和464.24 km2，合計(jì)3 038.56 km2，通過式(3)計(jì)算得到林、草地生態(tài)服務(wù)價(jià)值分別為26.60×108和7.99×108元，合計(jì)34.70×108元，單位面積生態(tài)服務(wù)價(jià)值為114.20×104元·km-2。

通過式(4)計(jì)算得到塔里木河流域2010年林地和草地的敏感性指數(shù)分別為0.77和0.23(圖5)，均小于1，說明研究區(qū)ESV對于VC是缺乏彈性的，研究結(jié)果可信。

圖5生態(tài)服務(wù)價(jià)值的敏感度

Fig.5 The sensitivity coefficients of ecosystem service values

2010年研究區(qū)主要農(nóng)作物為小麥、玉米和棉花，種植結(jié)構(gòu)為小麥10.34%，玉米9.07%，棉花80.59%。假設(shè)將2010年研究區(qū)林、草地全部開荒為耕地，根據(jù)耕地?cái)U(kuò)張和胡楊林之間枯死的面積比例關(guān)系將林、草地面積折算為耕地面積，為835.60 km2，并按當(dāng)年農(nóng)業(yè)種植結(jié)構(gòu)計(jì)算得到小麥、玉米和棉花耕種面積分別為86.43、75.78 km2和673.39 km2。此外，2010年研究區(qū)小麥、玉米和棉花的單位

面積產(chǎn)量分別為4 982、6 351 kg·hm-2和2 059 kg·hm-2，當(dāng)年農(nóng)作物價(jià)格分別為2.21、1.83 元·kg-1和6.93 元·kg-1，據(jù)此計(jì)算得到將林、草地全部開荒為耕地后小麥、玉米和棉花產(chǎn)值為0.95×108元、0.88×108元和9.61×108元，總產(chǎn)值11.44×108元，單位面積產(chǎn)出136.91×104元·km-2(圖6)。

根據(jù)圖6，耕地與林、草地單位面積產(chǎn)出分別為136.91×104元·km-2和114.20×104元·km-2，耕地高于林、草地，但是從價(jià)值總量來看，耕地和林、草地分別產(chǎn)出11.44×108元和34.70×108元，林、草地高于耕地。此外，根據(jù)研究區(qū)耕地灌溉定額和天然植被需水定額(400 mm)，計(jì)算得到耕地和林、草地單位水產(chǎn)值分別為2.11 元·m-3和2.85 元·m-3，消耗等量水林、草地產(chǎn)出經(jīng)濟(jì)價(jià)值高于耕地。因此，對于水資源匱乏、生態(tài)脆弱的研究區(qū)，雖然耕地能夠在短時(shí)間內(nèi)為研究區(qū)帶來較高的經(jīng)濟(jì)收入，但是，從生態(tài)保護(hù)和區(qū)域可持續(xù)發(fā)展角度來看，林、草地的生態(tài)經(jīng)濟(jì)價(jià)值高于耕地。

圖6林、草地生態(tài)服務(wù)價(jià)值及耕地產(chǎn)值

Fig.6 ESV of woodland and grassland and the output value of cultivated land

4 討 論

水是維持干旱區(qū)荒漠生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定與推進(jìn)區(qū)域社會(huì)經(jīng)濟(jì)發(fā)展的關(guān)鍵因子，實(shí)現(xiàn)“社會(huì)-經(jīng)濟(jì)-生態(tài)”的協(xié)調(diào)發(fā)展要求本就稀缺的水資源合理分配。在塔里木河下游地區(qū)，隨著綠洲不斷開發(fā)，耕地?cái)U(kuò)張所需水量增加，河水被截留用于農(nóng)田灌溉，使得原先的水資源平衡狀態(tài)被打破，下游來水量減少，天然綠洲因缺水而衰敗枯死，加速了沙漠化的發(fā)生。建國前，耕地面積較少，在人工綠洲與荒漠之間往往存在著一個(gè)較為寬闊的荒漠林或灌草林帶。由于風(fēng)沙流活動(dòng)基本上集中于近地面30 cm的距離內(nèi)，這些植被帶一方面阻止了靠近沙漠一側(cè)的原生沙漠化的發(fā)展對綠洲的侵害，同時(shí)由于植被的存在隔絕了風(fēng)與沙質(zhì)地表的直接接觸，從而有效防止了就地起沙活動(dòng)，荒漠過渡帶的存在對維護(hù)綠洲生態(tài)平衡有重要意義。建國后，綠洲外圍靠近沙漠的荒漠過渡帶也被大面積開墾，從而使人工綠洲與外圍沙漠由隔墻觀望狀態(tài)轉(zhuǎn)入面對面的接觸狀態(tài)，引起風(fēng)蝕和流沙的發(fā)生[28]。若遇枯水年，在河道來水不足的情況下，大面積土地因缺水或不適于耕作而撂荒，如2008年研究區(qū)農(nóng)作物播種面積為798.71 km2，2009年因干旱該面積下降為502.34 km2，致使近300 km2耕地撂荒，在干旱區(qū)特殊的氣候背景下，撂荒后的土地，自然植被恢復(fù)困難，裸露的地表土壤很容易遭受風(fēng)蝕而沙化。

除此之外，研究區(qū)開荒過程中本身就存在的一系列問題，直接導(dǎo)致農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性較差。首先，研究區(qū)種植業(yè)作物種群結(jié)構(gòu)不合理，由于棉花生產(chǎn)效益明顯，1990年以后棉花種植大幅增長。棉花比重過高給作物輪作倒茬帶來很大困難，棉田連作時(shí)間過長，致使農(nóng)業(yè)種群結(jié)構(gòu)長年比較單一，生物多樣性減少，長期以來造成農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性下降，抵御外界干擾和恢復(fù)能力降低[29]；其次，長期灌溉造成農(nóng)田鹽漬化問題嚴(yán)重，土壤不斷退化，生產(chǎn)力下降；再次，地膜覆蓋已經(jīng)作為研究區(qū)一項(xiàng)主體農(nóng)業(yè)技術(shù)應(yīng)用推廣，棉花、玉米等主要農(nóng)作物的地膜覆蓋率不斷增大，但長期以來對地膜降解及回收的問題并無有效辦法解決，勢必造成農(nóng)業(yè)白色污染[30]。因此，在干旱區(qū)，耕地?cái)U(kuò)張不僅降低了原本就脆弱的生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性，而且從生態(tài)環(huán)境的可持續(xù)發(fā)展角度來看，其社會(huì)經(jīng)濟(jì)價(jià)值也低于天然植被，對研究區(qū)無序開荒進(jìn)行嚴(yán)格限制勢在必行。

5 結(jié) 論

1) 地下水埋深和生態(tài)輸水水量之間存在較好的線性相關(guān)，耕地?cái)U(kuò)張占用1×108m3生態(tài)用水后，5口監(jiān)測井地下水位分別降低1.6、0.72、0.87、1.38 m和0.5 m，地下水位平均降低1.01 m，距離河道280～640 m，面積為50.40 km2范圍內(nèi)的胡楊由正常生長變?yōu)橹饾u衰敗，距離河道1 760～1 800 m，面積為5.60 km2范圍內(nèi)的胡楊由逐漸衰敗變?yōu)橹饾u枯死；

2) 耕地?cái)U(kuò)張除了致使天然植被逐漸枯死，還會(huì)導(dǎo)致更大面積的天然植被逐漸衰敗，耕地?cái)U(kuò)張導(dǎo)致胡楊林處于逐漸枯死和逐漸衰敗狀態(tài)在面積上的比例關(guān)系分別為：1∶3.64和1∶32.73，處于逐漸衰敗狀態(tài)的天然植被不會(huì)立即枯死，但其生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性變差，生態(tài)服務(wù)價(jià)值降低；

3) 耕地與林、草地單位面積產(chǎn)出分別為136.91×104元·km-2和114.20×104元·km-2，耕地高于林、草地，但是耕地和林地總產(chǎn)值分別為11.44×108元和34.70×108元，林、草地高于耕地，同時(shí)，耕地和林、草地單位水產(chǎn)值分別為2.11 元·m-3和2.85 元·m-3，消耗等量水林、草地產(chǎn)出經(jīng)濟(jì)價(jià)值高于耕地。從可持續(xù)發(fā)展來看，林、草地的價(jià)值高于耕地，生態(tài)系統(tǒng)的服務(wù)性功能大于生產(chǎn)性功能。因此，對于水資源極端匱乏的干旱區(qū)，社會(huì)經(jīng)濟(jì)發(fā)展首先應(yīng)大力保護(hù)天然植被，維持荒漠生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定，耕地?zé)o序擴(kuò)張應(yīng)被嚴(yán)格限制，并在此基礎(chǔ)上實(shí)行耕地減退。

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鄰近井資料包括鉆井過程中是否鉆遇淺水流信息、地層巖性、錄井信息、是否鉆遇斷層等資料。在海底鉆井過程中，淺層砂存在的判定比較復(fù)雜，需要利用周圍已鉆井多方位隨鉆測量數(shù)據(jù)來判斷；利用已鉆井、目標(biāo)鉆井及周邊井場的三維及二維地震曲線來配合確認(rèn)地層性質(zhì)；對鄰近井的地震特征，包括與砂層相關(guān)的振幅、連續(xù)性等進(jìn)行分析，可以確認(rèn)目的井是否存在淺層地質(zhì)災(zāi)害；分析對比已鉆井和目的井之間地質(zhì)數(shù)據(jù)特征的不同，確定與砂層相關(guān)的地震反映。

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