北京山区面积占北京市总面积的62%(霍亚贞，1989)，根据《北京市城市总体规划》(2004—2020)以及北京市“十一五”时期北京山区发展规划，其功能定位是首都的生态屏障和水源涵养区，所以山区的发展应在生态保护的前提下，寻找生态与经济双赢之路。根据国内外山区发展的经验，发展果树产业是协调二者的有效途径。目前，果树产业已成为北京山区发展的主导产业，因此，对山区果园生态系统生态服务功能的经济价值进行评估，可为山区果树产业的健康发展提供理论依据。

生态系统服务功能的评价是联合国千年生态系统评估(MA)的重要内容，在国际上得到广泛重视。生态系统服务功能是指生态系统与生态过程所形成及所维持的人类赖以生存的自然环境条件与效用，其功能包括生活与生产物质的提供、生命支持系统的维持以及精神生活的享受(Daily，1997; 欧阳志云等，1999a; 谢高地等，2001)，其中，土壤保持功能是生态系统基本的服务功能，对维持区域生态平衡和农业发展具有重要的意义。近年来，国内外研究人员开展了大量的有关生态系统服务功能及服务价值评估的研究(欧阳志云等，1999a; 1999b; 2004; Daily，1997; Costanza et al., 1997; 李金昌等，1999; 陈仲新等，2000; 周冰冰等，2000; 肖寒等，2000; 谢高地等，2001; 2003;余新晓等，2002; 田刚等，2004; 李晶等，2005; 阎水玉等，2005; 郭淑敏等，2005; 喻建华等，2005; 李波等，2008)，已取得一系列成果。在这些研究工作中，最具代表性的是Costanza等(1997)的工作，他们把生态系统的服务功能归纳为17种类型，分别按10种不同生物群区，用货币形式进行测算，他们的工作为生态系统服务功能及其价值评价奠定坚实的基础。我国学者肖寒等(2000)采用通用土壤流失方程对海南岛生态系统土壤保持功能的经济价值进行估算。目前，对生态系统服务功能的研究大多以自然生态系统作为研究对象，较少针对人工生态系统的研究，尤其是果园生态系统，基于此，本文以北京市平谷区为例，着重对果园生态系统的土壤保持功能及其经济价值进行评价，通过此评价结果可为山区果树产业的正确定位和决策提供科学理论依据，促进山区果园生态系统持续健康发展。

1 研究区概况

平谷区位于北京市东北部(40°01′44″—40°22′39″ N，116°55′20″—117°24′09″ E)，北、东、南三面环山，山区、半山区约占全区总面积的60%(王有年等，2008)。以农林经济为主，果树面积及果品产量均居全市首位，据统计，2006年平谷区干鲜果品产量占北京市的31.9%，果树面积占北京市果树总面积的21.2%。根据2004年平谷区对经济林二类清查结果表明：平谷区的果树种植主要包括苹果(Malus pumila)、白梨(Pyrus bretschneideri)、桃(Amygdalus persica)、葡萄(Vitis vinifera)、李(Prunus salicina)、杏(Armeniaca vulgaris)、樱桃(Cerasus pseudocerasus)、山楂(Crataegus pinnatifida)、柿子(Diospyros kaki)、枣(Ziziphus jujuba)、板栗(Castanea mollissima)和核桃(Juglans regia)，其中桃树的种植面积为果树种植总面积的50.4%，其次为柿子，占种植总面积的15.4%，其他果树的种植面积比例较低。本文以平谷区果园生态系统作为研究对象，对果园的土壤保持功能进行综合研究。

2 研究方法

果园生态系统对土壤的保持功能(李金昌等，1999)主要包括3个方面：一是防止表土损失的功能; 二是防止养分损失的功能; 三是防止泥沙淤积的功能。在土壤保持功能的生态价值评价中，首先对平谷区果园生态系统土壤保持的物质量进行估算，然后分别利用影子价格法、机会成本法和替代工程法对土壤保持功能进行价值化。

2.1 平谷区果园生态系统土壤保持量的估算方法

土壤保持量为潜在土壤侵蚀量与现实土壤侵蚀量之差(欧阳志云等，1999b)。其中现实土壤侵蚀量是指当前地表覆盖和土地管理因素下的土壤侵蚀量，而潜在土壤侵蚀量是指没有地表覆盖和土地管理因素的情况下可能发生的土壤侵蚀量。土壤侵蚀量的计算方法采用美国通用土壤流失方程(universal soil loss equation, USLE)(Wischmeier et al., 1965; 1978)，此模型主要从侵蚀因子角度入手，利用观测资料和统计技术，研究土壤侵蚀量与降雨、植被、土壤、地形、水土保持措施等因子之间的关系式。

土壤保持量可用公式表示如下：

(1)

(2)

(3)

式中：A_p为潜在土壤侵蚀量(t·hm^-2a^-1); A_r为现实土壤侵蚀量(t·hm^-2a^-1); A_c为土壤保持量(t·hm^-2a^-1); A为平谷区果园面积(hm²); R为降雨侵蚀力指标(MJ mm·hm^-2h^-1a^-1); K为土壤可侵蚀性因子; LS为坡长坡度因子; C为地表植被覆盖因子; P为土壤保持措施因子。

1) 降雨侵蚀力因子R的估算降雨侵蚀力因子R是土壤侵蚀经验模型中的一个重要参数，反映降雨导致土壤侵蚀的潜在能力。本文中降雨侵蚀力模型采用徐丽等(2007)利用北京5个山区水文站点1980—2000年共1 365次降雨过程资料所建立的月降雨侵蚀力简易估算公式，计算公式为：

(4)

(5)

式中：R_i表示第i月的降水侵蚀力因子，P_i表示第i月的降水量(mm)，R_a表示年降水侵蚀力因子(MJ mm·hm^-2h^-1a^-1)。

利用式(4)、(5)和北京市平谷区1997—2006年月降水量资料，计算出1997—2006年的年降雨侵蚀力因子R值，估算结果与文献(毕小刚等，2006)结果相符(表 1)。

2) 土壤可蚀性因子K值的估计  土壤可蚀性因子反映在其他条件都相同的情况下，土壤本身性质不同所引起的侵蚀量差异。在数值上等于标准小区单位降雨侵蚀力下的土壤侵蚀量。标准小区的定义为：坡度为9%，坡长为22.1 m，连续清耕的休闲地。根据233份平谷区果园土壤取样调查结果，平谷区果园土壤类型见表 2，相应K值分别参考文献(门明新等，2004; 毕小刚等，2006)，最后得出平谷区果园各类土壤可蚀性因子K的平均值为0.040 1 t hm² h·MJ ^-1hm^-2mm^-1。

3) 地表植被覆盖因子C   地表植被覆盖因子是在其他条件相同的情况下, 某种农作物地或草地的土壤侵蚀量与休闲清耕地土壤侵蚀量的比值。本文以经济林作为研究对象，所以地表植被覆盖因子C取值0.23(毕小刚等，2006)。

4) 水土保持措施因子P   水土保持措施因子反映水土保持措施对于坡地土壤流失量的控制作用，其定义为：在其他条件相同的情况下，布设某一水土保持措施的坡耕地土壤流失量与无任何水土保持措施的坡耕地土壤流失量之比值(杨子生，1999)。北京山区主要的工程措施为水平条、鱼鳞坑、梯田和树盘。而经济林的水保措施多为水平条，故本文采用文献(毕小刚等，2006)的取值，P=0.11。

5) 坡长坡度因子LS  坡长因子L是在其他条件相同的情况下，特定坡长的土壤侵蚀量与坡长为22.1 m的土壤侵蚀量的比值，其表达式为(毕小刚等，2006)。

(6)

式中：L为标准化到22.1 m坡长上的土壤侵蚀量，m为坡长因子指数m=0.5，λ为坡长，指坡面的水平投影长度，而不是指坡面长度。

坡度因子S是在其他条件相同的情况下，特定坡度的土壤侵蚀量与坡度为9%的土壤侵蚀量的比值，利用文献(毕小刚等，2006)，采用如下公式计算坡度因子。

(7)

(8)

(9)

利用公式(6)~(9)计算平谷区果园生态系统的坡长坡度因子LS=0.583 8。

2.2 土壤保持价值量评价方法

李金昌等(1999)认为生态系统保持土壤的服务功能价值包括3个方面：一是减少表土损失的价值，二是减少养分损失的价值，三是减少河流淤积损失的价值。下面针对平谷区果园生态系统的3项土壤服务功能价值评价方法进行概述。

1) 减少表土损失的价值  根据平谷区果园生态系统的土壤保持量及土壤表土平均厚度0.4 m，来推算因土壤侵蚀而造成的废弃土地面积，再用机会成本法计算得因土地废弃而失去的年经济价值。2006年平谷区农林牧渔业总产值197 676万元，农用地(农用地包括耕地、林地、草地、农田水利用地、养殖水面等)面积71 442 hm²，平谷区单位面积农用地年平均收益为：2.766 9万元·hm^-2。利用1990—2006年的居民消费价格指数，计算出2006年相对于1990年的通货膨胀指数，将2006年平谷区单位面积农用地年平均收益转换成1990年不变价为1.311万元·hm^-2，然后利用如下公式计算表土损失的价值：

(10)

式中：E_S为土壤保持价值量(万元·a^-1)，A_c为土壤保持的物质量(t·a^-1)，B为单位面积农田年均收益(万元·hm^-2)。ρ为土壤密度(t·m^-3)，平谷区土壤密度为1.43 t·m^-3(刘宏斌等，2004)。

2) 减少养分损失的价值  土壤侵蚀时大量的土壤营养物质流失，主要是土壤中的氮，磷，钾及有机质，根据土壤中氮，磷，钾及有机质的含量，运用市场价值法，估算减少土壤肥力损失的价值：

(11)

式中：E_f为保持土壤肥力经济效益(万元·a^-1)，A_c为土壤保持量(t·a^-1)，C_i为土壤中氮、磷、钾的纯含量; P_i为氮、磷、钾及有机质的价格(元)。根据平谷区果园646个土壤采样数据结果，土壤中养分的平均含量为碱解氮124.16 mg·kg^-1、有效磷40.13 mg·kg^-1、速效钾166.24 mg·kg^-1，分别换算成标准化肥磷酸二铵、氯化钾总量，折算成纯氮，磷，钾化肥的比例分别为132/28，132/31，75/39，化肥价格以我国化肥平均价格为2 549元·t^-1(1990年不变价)计算; 一般薪材转化土壤有机质的比例为2:1，每吨薪材的机会成本为51.3元(周冰冰等，2000)。

3) 减少河流淤积损失的价值  按照我国主要流域的泥沙运动规律，全国土壤侵蚀流失的泥沙有24%淤积于水库、江河、湖泊(欧阳志云等，2004)，本文根据蓄水成本来计算生态系统减轻泥沙淤积灾害的经济效益。

(12)

式中：E_n为减轻泥沙淤积的经济效益(元·a^-1)，A_c为土壤保持量(t·a^-1)，C为水库工程费用(元·m^-3)，我国1 m³库容的水库工程费用为0.67元(1990年不变价)，ρ为土壤密度(t·m^-3)。

2.3 数据资料

平谷区1997—2006年的月降水量由北京市气象局气候中心提供，平谷区1997—2006年果园面积资料通过查阅平谷区统计年鉴获得，平谷区土壤类型及土壤养分(氮，磷，钾)含量由农业应用新技术北京市重点实验室提供。

3 结果与分析 3.1 果园生态系统的土壤保持量

利用美国通用土壤流失方程依据公式(1)~(3)计算得到平谷区果园生态系统1997—2006年的土壤保持量，在此基础上分别计算出历年果园生态系统减少土壤养分的损失量、减少表土损失的面积及减少河流淤积量(表 3)。

由表 3可知，平谷区果园生态系统每年每公顷平均的土壤保持量为77.10 t。肖寒等(2000)用平均潜在土壤侵蚀量与平均现实土壤侵蚀量的比值表示生态系统防止土壤侵蚀的能力。通过计算，平谷区果园生态系统防止土壤侵蚀能力指数达39.6。由于果树拥有较大树冠及浓密的枝叶，能够较大程度地缓冲降雨尤其强度较大的降雨对土壤的直接击打作用，同时果树之下的落叶层也同样减少降雨对土壤的直接冲刷作用。但由于果园生态系统为人工生态系统，受人为的因素影响较大，生态系统结构简单，其保持土壤能力与自然生态系统相比相对较低，如沟谷雨林的土壤保持能力指数可高达970。果园生态系统平均每年土壤保持总量为1 366 641.52 t; 减少土壤养分的损失量平均每年为22 099.32 t，其中减少土壤有机质、碱解氮、有效磷及速效钾的损失量分别为21 647.60，169.68，54. 85和227.19 t。据中国化肥网(2010年)，目前我国年化肥施用量折纯达4 100多万t，而仅平谷区果园生态系统每年减少的土壤养分损失相当于全国化肥施用量的0.053%，可见效益相当可观; 每年减少表土损失面积平均为238.92 hm²，每年减少河流淤积量平均为229 366.41 t。

3.2 果园生态系统的土壤保持功能的价值量分析

依据公式(10)~(12)分别计算出平谷区果园生态系统的土壤保持功能价值，主要包括减少表土损失的价值、减少养分损失的价值以及减少河流淤积损失的价值(表 4)。

结果表明：平谷区果园生态系统年均减少养分损失的经济价值为碱解氮407.8万元、有效磷59.53万元、速效钾111.37万元和有机质222.10万元，合计年均减少养分损失800.8万元; 减少表土损失的价值年均为313.23万元，减少河流淤积的价值年均为15.37万元; 土壤保持功能的年均经济价值为1 129.40万元，平均每公顷果园的土壤保持功能的经济价值为633.47元。2006年平谷区农林牧渔业总产值197 676万元，折合1990年不变价为93 662.01万元，每年平谷区果园生态系统仅土壤保持功能一项所创造的经济价值就相当于2006年平谷区农林牧渔业总产值的1.6%。可见，果园生态系统在提供巨大经济效益的同时在生态服务方面也创造了巨大的效益。

由图 1可知，平谷区果园生态系统的土壤保持功能的经济价值总的趋势是随着果园面积的扩大而增加，但存在较大年际波动，主要是由降水量的年际变化所引起，如图 2所示，土壤保持功能的经济价值与平谷区年降水量的变化表现出较好的一致性。原因在于，水土流失主要是由降水冲刷而导致，降水越多、强度越大对土壤的冲刷作用越强烈。随年降水量的增加，果园生态系统对土壤保持功能所发挥的作用也就越明显。随着时间的推移，单位降水量的土壤保持功能价值有增大的趋势，这可能是与逐年开展的水土保持综合治理的效果有关。

4 讨论与结论

平谷区果园生态系统年均土壤保持量为77.10 t·hm^-2，防止土壤侵蚀能力指数达39.6，平均每年减少土壤有机质、碱解氮、有效磷及速效钾的损失量分别为：21 647.60，169.68，54.85和227.19 t，减少表土损失的面积238.92 hm²，减少河流淤积229 366 m³。

平谷区果园生态系统年均土壤保持价值为633.47元·hm^-2，年均减少土壤养分损失的经济价值为800.8万元，其中：碱解氮407.8万元、有效磷59.53万元、速效钾111.37万元和有机质222.10万元; 减少表土损失的价值为313.23万元，减少河流淤积的价值为15.37万元; 果园生态系统服务功能中仅土壤保持功能一项所创造的经济价值就相当于2006年平谷区农林牧渔业总产值的1.6%。

平谷区果园生态系统的土壤保持价值总体随着果园种植面积的增加而增加，其相关关系数为0.703，显著性水平α=0.05。土壤保持价值在年际间表现出较大波动性，如2001年其土壤保持价值和土壤保持量是1997—2006年最高的，而2002年果园的种植面积与2001—2006年的果园种植面积相近(图 1)，但土壤保持价值却较低，仅高于种植面积较低的1997和1999年。究其原因，主要源自于降水量的年际波动(图 2)，2001年降水量较多，而2002年的降水量较少，因此，在果园种植面积相近的情况下，因降水量的增加使土壤保持价值增大。水土流失受降水量与降水强度的双重影响(徐丽等，2007)，但本文在计算果园生态系统的保持价值时，因降水资料的限制未考虑降水强度的影响，这是本文的不足之处，也是今后研究的方向所在。

文中对果园生态系统土壤保持价值的评价采用的是考虑因素较多的美国通用土壤流失方程。方程中所用各种参数，均采用的是平均值，对果园生态系统土壤保持功能的经济价值的正确估算会产生一定的偏差。例如，果树种类不同，果园的经营年限及经营方式均会对地表植被覆盖因子C产生影响，但由于有针对性地获取连续10年的地表植被覆盖因子数据，有一定的难度。因此文中C值采用平均值，这样会对最后的评价结果产生一定的影响，这也是今后研究中需要解决的一个关键问题。

文中土壤养分的含量分别以植物能够直接吸收利用的碱解氮、有效磷、速效钾替代全氮、全磷、全钾作为土壤养分含量的标准。显然，因为土壤中碱解氮、有效磷、速效钾的含量远低于土壤中全氮、全磷、全钾含量。如，平谷区果园土壤全氮含量为991.07 mg·kg^-1，而碱解氮含量仅为124.16 mg·kg^-1，会使土壤养分保持功能的经济价值评估结果偏低，但以土壤碱解氮、有效磷、速效钾作为标准更能真实地反映生态系统土壤肥力的保持作用。李波等(2008)对平谷区的土壤保持养分价值评价时采用土壤全氮、全磷、全钾含量，其评价结果高于本文，但若以土壤碱解氮、有效磷、速效钾的含量作为评价标准，其结果与本文结果较为一致。