區域關鍵性生態用地空間劃定研究

于莉+李貝+崔海寧+周智+張蓬濤

摘要：由人類高強度的建設活動對生態系統的結構、功能所造成的改變大多是不可逆轉的。因此，在經濟飛速發展和人地矛盾日益突出的壓力下，應注重識別和保護具有重要生態服務功能的土地單元及空間，從而維護區域的生態安全。以河北省青龍滿族自治縣為例，借助ArcGIS軟件，采用凈初級生產力（net primary productivity，簡稱NPP）定量指標評價方法，從土壤保持、水源涵養、生物多樣性保護等3大方面，評價研究區2013年土地利用現狀的生態系統服務功能重要性，并在此基礎上，劃定其關鍵性生態用地空間。結果表明，研究區關鍵性生態用地面積為 113 481.96 hm2，占全區總面積的33.18%，主要分布在縣域東部的鳳凰山鄉、祖山林場、祖山鎮以及縣域西北部的都山林場，它們是高強度的人類建設活動不應逾越的底線。該研究有利于區域基本生態屏障的建立，從而為建立生態保護關鍵區提供依據。

關鍵詞：生態用地；生態系統；服務功能；空間結構；青龍滿族自治縣

中圖分類號： F323.1文獻標志碼： A文章編號：1002-1302（2017）23-0279-05

關于關鍵性生態用地空間的劃定，很多學者提出了各自的方案。周銳等通過構建最小累積阻力模型，識別了平頂山新區的生態用地格局[5]；俞孔堅等通過對地質災害、水文、文化遺產等進行模擬，判別了北京市關鍵性生態用地空間[9]；張林波等將景觀生態模型應用到生態系統服務功能價值評估中，劃定了深圳市最小生態用地空間[10]。目前，對于維護區域生態安全的關鍵性生態用地空間的研究處于初級階段，而相關研究在評價生態用地重要性時，多是采用將評價指標分級賦值的方法，對于定量化的計算生態系統服務功能的研究較少。

鑒于此，參考《生態保護紅線劃定技術指南》和相關研究中的生態系統服務功能重要性評價方法[11-12]，基于青龍滿族自治縣的土壤、地質、水文、氣象等方面資料，借助ArcGIS軟件，采用凈初級生產力（net primary productivity，簡稱NPP）定量指標評價法，對研究區2013年土地現狀進行生態系統服務功能重要性評價，并在此基礎上劃定關鍵性生態用地空間，以期為區域基本生態屏障的建立、明確生態保護關鍵區提供依據。

1材料與方法

1.1研究區概況

青龍滿族自治縣地處河北省東北部邊緣，地理位置為118°33′31″ ～ 119°36′30″E，40°04′40″～ 40°36′52″N，土地總面積為 3 520.40 km2，屬大陸性季風氣候，年均降水量為714.4 mm。該縣西、北地勢高，東、南地勢低，縣內地貌復雜多樣，中低山錯落分布，丘陵散狀分布，土壤類型以褐土、棕壤土為主。2013年全縣總人口為56.08萬人，共有18.17萬戶，地區生產總值為108.01億元，全縣人均生產總值為2.14萬元。青龍滿族自治縣一方面為省級重點生態功能區，是京津、冀東地區的生態屏障；另一方面，該縣礦產業、林果業、旅游業等發展良好，快速發展的經濟導致建設用地需求量不斷增加，林地、草地等大量具有重要生態系統服務功能的土地正面臨著被建設占用的威脅。因此，對于這樣一個生態功能地位十分重要、用地矛盾突出、發展勢頭強大的地區，進行關鍵性生態用地空間劃定研究意義重大。

1.2數據來源

本研究數據主要來源于青龍滿族自治縣土壤類型矢量圖、從中國科學院計算機網絡信息中心下載的青龍滿族自治縣GDEMDEM 30M分辨率數字高程數據、2013年Landsat OLI數據，還有青龍滿族自治縣及其周邊氣象站點實測的降水量、月氣溫、太陽輻射、日照時數等氣象數據，以及2013年青龍滿族自治縣國民經濟統計資料與其他相關資料。

1.3研究方法

基于生態系統服務功能的定義以及青龍滿族自治縣的實際情況，首先選取土壤保持、水源涵養、生物多樣性保護三大關鍵性生態系統服務功能，采用NPP定量指標評價法，開展單因子生態系統服務功能重要性評價；其次，將所有單因子作綜合疊加處理，得到生態系統服務總值；再次，采用自然間斷點分級法，將各評價結果分為5級（極重要、高度重要、中等重要、一般重要、不重要），來識別生態用地重要性；最后，根據綜合生態用地重要性評價結果，劃定青龍滿族自治縣的關鍵性生態用地空間。

1.3.1生態系統服務功能重要性評價

1.3.1.1土壤保持功能重要性評價土壤侵蝕不僅導致侵蝕地區的土壤退化，而且被侵蝕的泥沙及其攜帶的污染物容易造成下游河流、湖泊的淤積和污染，對生態系統產生不利影響[13-15]。研究區地形復雜，且降水季節分配不均，多暴雨，土壤侵蝕的廣泛發生使其成為研究區最嚴重的生態問題之一，因此，評價研究區的土壤保持功能是十分必要的。參考《生態保護紅線劃定技術指南》，土壤保持服務功能指數的計算公式如下：

Spro=NPP×（1-K）×（1-Fslo）。（1）

式中：Spro為土壤保持服務功能指數；NPP為研究區生態系統凈初級生產力；K為土壤可蝕性因子；Fslo為坡度因子。

（1）NPP的計算。根據研究區的情況和掌握的數據，采用光能利用率模型（carnegie ames stanford approach，簡稱CASA）模型計算[16-18]，公式如下：

NPPyear=∑ni=1NPPmonth（x，t）；（2）

NPPmonth（x，t）=APAR（x，t）×ε（x，t）。（3）

式中：NPPyear、NPPmonth（x，t）分別為NPP的年值、月值；APAR（x，t）為光合有效輻射，MJ/m2；ε（x，t）為光能利用率，g C/MJ；x為第x個像元；t為第t月。

①APAR的計算。具體公式如下：

APAR（x，t）=FPAR（x，t）×SOL（x，t）×0.5。（4）endprint

式中：FPAR為能被植被吸收的入射光合有效輻射比例；SOL為太陽輻射量，MJ/（m2·月）；0.5為能被植被利用的太陽有效輻射比例。

FPAR=FPARNDVI+FPARSR2；（5）

FPARNDVI=NDVI-NDVIminNDVImax-NDVImin×（FPARmax-FPARmin）+FPARmin；（6）

FPARSR=SR-SRminSRmax-SRmin×（FPARmax-FPARmin）+FPARmin；（7）

SR=1+NDVI1-NDVI。（8）

式中：NDVImax、NDVImin分別為歸一化植被指數（normalized difference vegetation index，簡稱NDVI）的最大、最小值；SRmax、SRmin分別為SR的最大、最小值；FPARmax、FPARmin分別為 0.950、0.001[19]。

②ε（x，t）的計算。具體公式如下：

ε（x，t）=f（T）×f（B）×εmax。（9）

式中：f（T）為溫度脅迫系數；f（B）為水分脅迫系數；T、B分別為溫度（℃）、蒸發比；εmax為最大光能利用率，g·C/MJ，根據已有研究成果[20]，林地εmax為0.692 g·C/MJ，其他地類為 0.542 g·C/MJ。

f（T）=fg1（x，t）×fg2（x，t）；（10）

fg1（x，t）=0.8+0.02fopt（x）-0.000 5[fopt（x）]2；（11）

fg2（x，t）=1.184{1+e0.2[fopt（x）-10-f（x，t）]}×{1+e0.3[-fopt（x）-10+f（x，t）]}。（12）

式中：fg1（x，t）為過高或過低溫度對植物光合作用的限制；fg2（x，t）為溫度從最適宜向高溫或低溫變化時，對光能利用率的影響；fopt（x）為植被最適宜溫度，℃。f（x，t）為t月x的月均溫，℃。特別地，當月均溫在-10 ℃及以下時，fg1（x，t）為0；當f（x，t）低于fopt（x） 13 ℃或者高于fopt（x） 10 ℃時，fg2（x，t）為最適宜溫度下fg2（x，t）的一半。

f（B）=0.5+0.5EET（x，t）/PET（x，t）。（13）

式中：EET（x，t）、PET（x，t）分別為實際、潛在的蒸發量，mm。EET（x，t）=P（x，t）×Rn（x，t）×{[P（x，t）]2+P（x，t）×Rn（x，t）+[Rn（x，t）]2}[P（x，t）+Rn（x，t）]×{[P（x，t）]2+[Rn（x，t）]2}；（14）

Rn（x，t）=[PETO（x，t）×P（x，t）]0.5×{0.369+0.598×[PETO（x，t）/P（x，t）]0.5}；（15）

PET（x，t）=EET（x，t）+PETO（x，t）2。（16）

式中：P（x，t）、Rn（x，t）分別為t月x像元的月降水量、地表凈輻射量；PETO（x，t）為局地潛在蒸散量，mm。

（2）K的計算。K值表示土壤在侵蝕外應力的作用下，被搬運和剝蝕的難易程度。參照門明新等的研究成果[21]，以青龍滿族自治縣土壤類型圖數據為基礎，得到研究區所有土壤的可蝕性因子。

（3）Fslo的計算。通過中國科學院計算機網絡信息中心獲得研究區的高程數據，利用ArcGIS空間分析功能提取坡度信息，并采用極值標準化方法將坡度值歸一化到0～1之間。

1.3.1.2水源涵養功能重要性評價生態系統通過植被和土壤攔蓄降水，不僅能滿足系統內各生態組分的用水，還可以緩和地表徑流、補充地下水[22-24]，水源涵養功能重要性評價是生態系統服務功能評價的重要組成部分。研究區內河流眾多，為秦皇島市、唐山市兩地的重要水源地，且該區域森林覆蓋率高達50%以上，故研究該區域的水源涵養功能具有重要意義。參考《生態保護紅線劃定技術指南》和相關研究[11-12]，水源涵養服務功能指數的計算公式如下：

WR=NPP×Fsic×Fpre×（1-Fslo）。（17）

式中：WR為生態系統水源涵養服務功能指數；Fsic為土壤滲流能力因子；Fpre為降水因子。

（1）Fsic的計算。根據土壤質地類型，由黏土到沙土分別在0～1之間均等賦值得到，黏土為0，沙土為1。

（2）Fpre的計算。依據掌握的青龍滿族自治縣及周邊氣象站點年、月降水資料，首先求取各站點多年的平均降水量。然后采用普通克里金插值方法進行空間插值，并采用極值標準化方法將數據歸一化到0～1之間。

1.3.1.3生物多樣性保護功能重要性評價生態系統為野生動植物提供生境和棲息地，保護生物多樣性，有利于保持生態系統各項服務功能的水平，從而實現人類的可持續發展[25-26]。研究區優越的山水自然景觀孕育了豐富的生境和動植物資源，是省級重點生態功能區。特殊的地理條件和保存多樣的珍稀動植物資源，使該地區的生物多樣性保護研究顯得尤為重要。參考《生態保護紅線劃定技術指南》和相關研究[11-12]，生物多樣性保護服務能力指數的計算公式為：

Sbio=NPP×Fpre×Ftem×（1-Falt）。（18）

式中：Sbio為生物多樣性保護服務能力指數；Ftem為氣溫參數；Falt為高程參數。

（1）Ftem的計算。依據掌握的青龍滿族自治縣及周邊氣象站點年、月氣溫資料，首先求取各站點多年平均氣溫。然后采用普通克里金插值方法進行空間插值，并采用極值標準化方法將數據歸一化到0～1之間，獲得Ftem。

（2）Falt的計算。通過中國科學院計算機網絡信息中心獲得研究區的高程數據，并采用極值標準化方法將高程值歸一化到0～1之間。endprint

1.3.1.4綜合生態用地重要性評價各單因子生態用地重要性只反映了某一方面生態功能的強弱，要將綜合生態用地重要性反映出來，需根據上述各項因子的重要性分值，通過以下公式計算綜合生態用地指數：

S=3Spro×WR×Sbio。（19）

式中：S為綜合生態用地指數。

1.3.2生態用地重要性識別及空間劃定在生態用地重要性評價的基礎上，采用自然間斷點分級法，將各評價結果分為5級（極重要、高度重要、中等重要、一般重要、不重要），來識別生態用地的重要性。土地開發和保護之間矛盾的協調實質上是一種博弈，極端的保護主義和唯利是圖的開發行為都不能獲得圓滿的結果[27]。因此，根據研究區的特點以及綜合生態用地重要性的評價結果，將極重要和高度重要的區域定義為關鍵性生態用地空間，即底線生態用地；將中等重要的區域定義為過渡性生態用地空間，即輔助生態用地；將一般重要和不重要的區域劃定為非生態用地空間，即人類的生產生活空間。

2結果與分析

根據上述已建立的生態用地重要性評價和空間結構識別方法，利用ArcGIS軟件，對研究區先后進行單因子和綜合生態用地重要性評價，并得出各類型生態用地和關鍵性生態用地空間結構識別結果（表1、表2和圖1至圖4）。

地區為坡度值較低的區域，東部地區為土壤侵蝕性較弱的區域，受自然因素的影響，土壤保持功能較強。其中大巫嵐鎮、三星口鄉、祖山鎮、鳳凰山鄉的分布比例較大，均占區域總面積的50%左右。土壤保持能力受地形因子、土壤結構因子以及植被等情況影響，因此這些區域一方面應嚴禁陡坡墾殖、過度放牧，嚴防新增人為因素造成的土壤侵蝕；另一方面應注重營建水土保持林，提高森林覆蓋率，增強土壤保持能力。

由表1可知，在水源涵養功能重要性評價方面，極重要、高度重要等級的面積分別為16 337.87、41 919.15 hm2，占全區總面積的17.04%，比例較小。由于研究區的土壤類型以

褐土、棕壤土為主，其中褐土約占總面積的82%，棕壤土約占15%，且區域分布規律明顯，受土壤質地的影響，水源涵養用地的重要性區域成片分布，較為集中，主要位于縣域東南部的祖山林場、隔河頭鄉，縣域西北部的都山林場以及縣域中部的鳳凰山鄉（圖2）。降水量、地形坡度、植被覆蓋程度對水源涵養能力影響顯著，鑒于此，這些區域應禁止過度采伐和放牧，保護現有的植被資源，同時建設水源涵養林，開展生態清潔小流域建設，預防保護與綜合治理并重。

由表1可知，在生物多樣性保護功能重要性評價方面，極重要、高度重要等級的面積分別為38 945.95、108 771.94 hm2，占全區總面積的43.19%，在研究區3個單因子評價中，高等級面積比例最大。由圖3可知，生物多樣性保護用地的重要性區域不僅數量多，而且范圍廣，其中縣域西南部的涼水河鄉、三撥子鄉、七道河鄉、草碾鄉以及北部的大石嶺鄉，由于降水較充沛，是高值聚集區。除此以外，縣域中部的大巫嵐鎮、平方子鄉是另外2處熱點區域，該部分區域處于丘陵地貌，海拔較低、植被茂盛、動植物種類繁多，是重要的生物多樣性保護區。這些生態用地是維護研究區生物多樣性的重要區域，對其林木和水體應嚴格保護，加強生態建設力度，以便為更多的物種提供繁衍生息的場所。

將所有單因子評價結果作綜合疊加處理，實現對研究區的綜合生態用地重要性評價，根據生態用地空間結構的識別方法，分別得到青龍滿族自治縣的關鍵性、過渡性以及非生態用地空間。由表1、表2、圖4可以看出，在綜合生態用地重要性評價中，極重要、高度重要等級的面積分別為29 113.79、84 368.17 hm2，占全區總面積的33.18%，是研究區的關鍵性生態用地空間，主要分布在縣域東部的鳳凰山鄉、祖山林場、祖山鎮以及縣域西北部的都山林場，是維護研究區生態系統服務功能的核心區域，也是高強度的人類建設活動不應逾越的底線。中等重要等級的面積為117 868.16 hm2，占全區總面積的34.46%，是研究區的過渡性生態用地空間，主要分布在縣域的西部、中部和東北部，對維護區域水土安全和生物多樣性起輔助作用。該區域應主要推廣“糧農-林果-草牧”結合的經營模式，發展高效種植業、名優稀特林果業和綠色設施農業，使生態效益和經濟效益均得到良好地發揮，適度開展建設活動。一般重要、不重要等級的面積分別為 93 346.64、17 309.31 hm2，占全區總面積的32.36%，是研究區的非生態用地空間，分布在縣域中西部地區，主要是建成區和城鎮周邊，對區域生態系統的服務功能較小，主要用于人類的生產生活功能。

3結論與討論

在經濟飛速發展和人地矛盾日益突出的背景下，劃分維護區域生態安全的關鍵性生態用地空間，并對其進行保護，是十分迫切的。本研究基于生態系統服務功能的定義以及青龍滿族自治縣的實際情況，借助ArcGIS軟件，采用NPP定量指標評價方法，對研究區2013年土地利用現狀進行生態系統服務功能重要性評價，并在此基礎上獲得區域關鍵性生態用地空間。結果表明，研究區關鍵性生態用地面積為 113 481.96 hm2，占全區總面積的33.18%，主要分布在縣域東部的鳳凰山鄉、祖山林場、祖山鎮以及縣域西北部的都山林場，是研究區保障自然生態系統服務功能所必需的生態用地，也是高強度的人類建設活動不應逾越的底線。

由于只計算2013年這一靜態時點的現狀NPP，未考慮NPP隨時間的變化情況，因此，本研究對研究區進行的生態系統服務功能重要性評價是2013年的現狀評價，今后應在生態系統服務功能重要性動態評價方面進行深入研究，并以此為依據劃定關鍵性生態用地空間。

參考文獻：

[1]張紅旗，許爾琪，朱會義. 中國“三生用地”分類及其空間格局[J]. 資源科學，2015，37（7）：1332-1338.

[2]屈宇宏，孫帥，陳銀蓉. 中國城市建設用地擴張趨勢模擬及抑制策略[J]. 資源科學，2014，36（1）：1-7.endprint

[3]劉曉曼，蔣衛國，王文杰，等. 東北地區濕地資源動態分析[J]. 資源科學，2004，26（5）：105-110.

[4]徐健，周寅康，金曉斌，等. 基于生態保護對土地利用分類系統未利用地的探討[J]. 資源科學，2007，29（2）：137-141.

[5]周銳，王新軍，蘇海龍，等. 平頂山新區生態用地的識別與安全格局構建[J]. 生態學報，2015，35（6）：2003-2012.

[6]Luck M，Wu J. A gradient analysis of urban landscape pattern：a case study from the phoenix metropolitan region，Arizona，USA[J]. Landscape Ecology，2002，17（4）：327-339.

[7]Clergeau P，Jokimki J，Snep R. Using hierarchical levels for urban ecology[J]. Trends in Ecology and Evolution，2006，21（12）：660-661.

[8]龔建周，夏北成. 廣州市1990—2005年植被覆蓋度的時空變化特征[J]. 生態環境，2006，15（6）：1289-1294.

[9]俞孔堅，王思思，李迪華，等. 北京市生態安全格局及城市增長預景[J]. 生態學報，2009，29（3）：1189-1204.

[10]張林波，李偉濤，王維，等. 基于GIS的城市最小生態用地空間分析模型研究——以深圳市為例[J]. 自然資源學報，2008，23（1）：69-78.

[11]Barral M P，Oscar M N. Land-use planning based on ecosystem service assessment：a case study in the Southeast Pampas of Argentina[J]. Agriculture Ecosystems and Environment，2012，154（7）：34-43.

[12]Carreo L，Frank F C，Viglizzo E F. Tradeoffs between economic and ecosystem services in Argentina during 50 years of land-use change[J]. Agriculture Ecosystems and Environment，2011，154（5）：68-77.

[13]韓永偉，高吉喜，王寶良，等. 黃土高原生態功能區土壤保持功能及其價值[J]. 農業工程學報，2012，28（17）：78-85，294.

[14]李月臣，劉春霞，閔婕，等. 三峽庫區生態系統服務功能重要性評價[J]. 生態學報，2013，33（1）：168-178.

[15]肖洋，歐陽志云，徐衛華，等. 基于GIS重慶土壤侵蝕及土壤保持分析[J]. 生態學報，2015，35（21）：7130-7138.

[16]樸世龍，方精云，郭慶華. 利用CASA模型估算我國植被凈第一性生產力[J]. 植物生態學報，2001，25（5）：603-608.

[17]張峰，周廣勝，王玉輝. 基于CASA模型的內蒙古典型草原植被凈初級生產力動態模擬[J]. 植物生態學報，2008，32（4）：786-797.

[18]王靜，王克林，張明陽，等. 南方丘陵山地帶植被凈第一性生產力時空動態特征[J]. 生態學報，2015，35（11）：3722-3732.

[19]程春曉，徐宗學，王志慧，等. 2001—2010年東北三省植被凈初級生產力模擬與時空變化分析[J]. 資源科學，2014，36（11）：2401-2412.

[20]朱文泉，潘耀忠，龍中華，等. 基于GIS和RS的區域陸地植被NPP估算——以中國內蒙古為例[J]. 遙感學報，2005，9（3）：300-307.

[21]門明新，趙同科，彭正萍，等. 基于土壤粒徑分布模型的河北省土壤可蝕性研究[J]. 中國農業科學，2004，37（11）：1647-1653.

[22]劉婭，朱文博，韓雅，等. 基于SOFM神經網絡的京津冀地區水源涵養功能分區[J]. 環境科學研究，2015，28（3）：369-376.

[23]王春菊，湯小華. GIS支持下的水源涵養功能評價研究[J]. 水土保持研究，2008，15（2）：215-216，219.

[24]傅斌，徐佩，王玉寬，等. 都江堰市水源涵養功能空間格局[J]. 生態學報，2013，33（3）：789-797.

[25]趙國松，劉紀遠，匡文慧，等. 1990—2010年中國土地利用變化對生物多樣性保護重點區域的擾動[J]. 地理學報，2014，69（11）：1640-1650.

[26]張路，歐陽志云，肖燚，等. 海南島生物多樣性保護優先區評價與系統保護規劃[J]. 應用生態學報，2011，22（8）：2105-2112.

[27]俞孔堅，李迪華，段鐵武. 敏感地段的景觀安全格局設計及地理信息系統應用──以北京香山滑雪場為例[J]. 中國園林，2001（1）：11-16.江蘇農業科學2017年第45卷第23期唐波，顧佳宇，董存明，等. 微生物促腐劑在木薯酒糟污泥好氧堆肥中的應用[J]. 江蘇農業科學，2017，45（23）：284-287，295.endprint