四川省水土保持生態保護紅線劃定方法研究

柏松，景連東，馮文蘭，牛曉俊

1. 西南民族大學化學與環境保護工程學院，四川 成都 610041；2. 成都信息工程大學資源環境學院，四川 成都 610041；3. 西藏高原大氣環境科學研究所，西藏 拉薩 8500003

“生態保護紅線”（簡稱“生態紅線”）是 2011年中國首次提出的全新概念（林勇等，2016），它是指為維護區域的生態安全和生態服務功能，在重點生態功能區、生態環境敏感區和脆弱區等區域劃定出需嚴格管控的邊界線，邊界線以內區域為生態紅線區（高吉喜，2014）。因此，生態紅線就是保障國家和區域生態安全不可逾越的底線（趙宇寧，2014）。自2012年國家環保部首次啟動“生態紅線”繪制工作以來，關于生態紅線劃定工作的研究方興未艾。

當前，生態紅線劃定方法研究仍處于探索階段（柏松等，2017）。中國生態系統的類型復雜多樣，決定了生態紅線類別眾多，生態紅線劃定方法尚未形成統一的標準體系（喻本德等，2014）。由于不同地區所面臨的生態環境問題不同，其生態紅線劃定思路和方法也各異。燕守廣等（2014）通過生態系統服務功能的重要性評價，劃定出了江蘇省陸域生態紅線。楊姍姍等（2016）從生態安全的角度出發，基于最小阻力模型劃定維護江西省生態安全格局的生態紅線。謝雅婷等（2017）針對貴州喀斯特地區石漠化問題，利用GIS手段和生態敏感性評價方法劃定出貴州石漠化敏感區的生態紅線。由于各地區研究方法和手段不一致，較難對各類生態紅線的科學性進行綜合比較。為此，2017年7月國家出臺了《生態保護紅線劃定指南》作為劃定生態紅線的全國性技術參考資料，并將劃定水土保持功能生態紅線作為生態紅線的重要組成部分之一。然而，目前關于水土保持功能生態紅線劃定的研究報道較少，在省域尺度上的研究更是鮮見報道。

劃定水土保持生態紅線的關鍵在于開展水土保持功能重要性評價。目前采用的評價方法與和模型較多，主要包括定量指標法、土壤流失方程（USLE）模型法，單因子評價法（馮磊等，2012）、綜合指數法（李該霞等，2016）、主導因子分析法等等（趙乾坤等，2014）。相對而言，USLE模型法所涉及的數據豐富，應用較廣。因此，采用 USLE模型法在典型區域開展水土保持功能重要性評估，進而劃定水土保持生態紅線對于豐富和完善生態紅線劃定研究工作具有重要意義。

四川省是中國長江上游重要的生態屏障，但水土流失面積占國土面積達40%以上，是中國水土流失最嚴重的省區之一（王麗槐，2003；宋述軍等，2008）。因此，四川省是開展水土保持生態紅線研究的理想區域。本研究以四川省為研究對象，依據全域多源遙感數據、氣象站點數據及太陽輻射站點等數據，運用GIS技術及水土保持功能分級評價方法，探討水土保持功能生態紅線的劃定方法，為深入開展生態紅線區劃工作提供科學依據。

1 研究區域與數據來源

1.1 研究區域

四川省位于中國西南腹地，地處長江上游，介于東經 97°21'～108°33'和北緯 26°03'～34°19'之間，幅員面積4.86×105km2。四川地貌復雜，類型多樣，西部地區毗鄰青藏高原東緣，東部地區則大都位于四川盆地內（樓豫紅，2014）。四川以龍門山-大涼山一線為界，大致分為東部四川盆地和盆周山地區，西部川西高山高原及川西南山地區（何光漢，2010）。四川整個地勢呈西高東低，氣候特征差異顯著。東部盆地地區多屬南亞熱帶氣候，西部高山高原地區則主要為溫帶和寒溫帶氣候。受太平洋季風和印度洋季風影響，四川地區降水量豐沛，除少數地區外，年降水量達600～1000 mm（吳婷婷，2010）。四川省水土流失類型主要為水力侵蝕和風力侵蝕，全省水土流失面積達121042 km2，占幅員面積24.90%。研究區數字高程（DEM）模型圖如圖1所示。

圖1 研究區數字高程模型圖Fig.1 Digital Elevation Model (DEM) of Study Area

1.2 數據來源及處理

數據來源包括遙感數據、植被數據、氣象數據、地形及土地利用數據、土壤數據和其他數據。其中，遙感數據主要來源于美國航空航天局（NASA）的MODIS13Q1 16天合成的NDVI產品數據，每年共有23期影像，共下載了2000—2014年的NDVI影像，在 MRT下對其進行重投影（阿爾伯斯等積投影），分辨率為250 m。氣象數據主要從中國氣象科學數據共享服務網獲取，包括四川省范圍內 52個氣象站點 2000—2016年的月降水量數據、月平均溫度、月最高溫度與月最低溫度。此外還有四川及周邊23個站點的月太陽總輻射（MJ·m-2）數據。地表覆被類型數據為30 m分辨率的IPCC土地覆被類型，主要采用2010年生態10年環境遙感監測土地覆蓋分類系統。土壤類型數據來源于全國生態環境調查數據庫和中國1∶100萬土壤數據庫。此外還包括30 m分辨率的四川DEM數據，以及來源于國際科學數據服務平臺的坡度數據，坡向數據于ARCGIS下由DEM數據提取而來。

2 研究方法

2.1 生態保護紅線劃定方法

水土保持功能生態紅線劃定方法分以下5個步驟進行：

2.1.1 數據收集與處理

收集與處理四川全域的植被類型、遙感數據、氣象數據、地形及土地利用數據和統計數據。其中遙感數據的預處理工作主要在 MODIS Swath TOOL和ARGGIS軟件平臺下完成，包括對各數據的投影、矢量裁剪、格式轉換等。

2.1.2 開展水土保持功能重要性評價

本研究旨在劃定水土保持功能生態保護紅線，為此，擬先對四川省全域范圍開展水土保持功能重要性評價，再根據評價結果，將四川省內水土保持功能最重要的區域劃定為水土保持生態保護紅線區。水土保持的重要性評估擬采用修正通用的水土保持流失方程（RUSLE）的水土保持服務模型開展。其公式如下：

式中，AC為水土保持量（t·hm-2·a-1）；AP為潛在土壤侵蝕量；AR為實際土壤侵蝕量；R為降雨侵蝕力因子；K為土壤可蝕性因子；L為坡長因子；S為坡度因子；C為植被覆蓋因子（姜琳等，2014）。

2.1.3 根據水土保持評價結果劃定生態保護紅線

以根據式（1）計算出的水土保持量作為水土保持功能重要性評價的指標，即水土保持量越大，水土保持功能越重要，反之則表示不重要。在進行水土保持功能評價分級時，采用GIS空間分析功能中的自然斷點分級法并結合專家咨詢法（李該霞等，2016），將獲得的水土保持量分為5個等級。自然斷點法充分利用了統計學的Jenk最優化法，它能夠使各級的內部方差之和達到最?。ㄍ跞f忠等，1996），具有較好的科學性。以水土保持量大小代表水土保持生態功能強弱，按水土保持量由低到高依次劃分為5個重要性等級不同的生態功能區，即一般重要、輕度重要、中等重要、高度重要、極重要生態功能區，其對應關系見表1。

對四川省全域水土保持量進行估算，將水土保持量最高區域作為水土保持功能價值極重要區域，并將這一極重要生態保護功能區劃定為水土保持生態保護紅線區。

表1 水土保持量與水土保持功能重要性分級對應關系Table1 Correspondence between the amount of soil and water conservation and classification of function of soil and water conservation

圖2 植被覆蓋度分布Fig.2 Distribution of vegetation coverage

2.2 水土保持量估算模型處理

基于修正通用的 RUSLE模型對土壤保持量進行估算，模型中眾參數（R、K、L、S、C）的準確獲取是關鍵。降雨侵蝕力因子R的獲取：根據四川地區降雨豐沛的氣候特點，采用修正的 Richardson日降雨侵蝕力模型估算四川降雨侵蝕力（章文波等，2003；史展等，2013）。土壤可蝕性因子K：采用EPIC模型估算方法計算土壤可蝕性K值（汪東川，2005）。坡度S和坡長L因子：依據研究區的地形地貌特征進行選取。由于四川山地丘陵分布甚廣，坡度大于15度的區域面積較大，故陡坡采用坡度公式計算（陳思旭等，2014）。植被覆蓋因子C：根據蔡崇法等的方法獲?。ㄔS月卿等，2006）。

3 結果與分析

3.1 土壤保持量分布特征

利用RUSLE模型獲得四川省植被覆蓋度（圖2）和水土保持量的空間分布結果（圖3）。

由圖3可知，四川省各地區水土保持量差異較顯著，總體在 0～339727 t·hm-2·a-1之間變化，并且各地區分布不均。川西高山高原地區和四川盆地地區的水土保持量相對較低，這兩個區域的大部分地區水土保持量不足 15000 t·hm-2·a-1。川西南山區和四川盆周山區的水土保持量普遍較高，大多處于15000～40000 t·hm-2·a-1之間。

圖3 水土保持量分布Fig.3 Distribution map of soil and water conservation amount

圖4 四川水土保持生態功能區分級結果Fig.4 Classification map of water and soil conservation function of Sichuan povince

表2 四川省水土保持生態功能分級標準及賦值Table2 Evaluation classification of soil and water conservation function of Sichuan province

根據水土保持量分布情況，采用GIS空間分析功能中的自然斷點法結合專家意見，并參考四川省實際情況，確定出水土保持功能重要性評價分級標準及賦值（表2）。根據表2分級標準，獲得了四川省5類重要性等級不同的水土保持生態功能區的空間分布結果（圖4），再運用ArcGIS軟件，疊加水土保持功能重要性評價結果，獲得水土保持量分級統計情況（表3）。

由圖 4和表 3分級結果可知，在所劃定的 5類生態保護功能區中，一般重要生態功能區（水土保持量＜5000 t·km-2·a-1）的分布面積最大，總面積達2361261 km2，占研究區總面積近50%；其次依次為輕度重要生態功能區（5000～15000 t·km-2·a-1）、中等重要生態功能區（15000～25000 t·km-2·a-1） 和 極 重 要 生 態 功 能 區 （ ＞35000 t·km-2·a-1），上述三類水土保持生態功能區的分布面積相差不大，分別為 77912、58734和 64938 km2，各占區域總面積的 16.34%、12.31%和13.61%。分布面積最小的是高度重要生態功能區（25000～35000 t·km-2·a-1），該區總面積為 39244 km2，僅占研究區總面積8.23%。

總體而言，四川省各類水土保持生態功能區的空間分布具有鮮明的地貌分布特征：水土保持功能較弱的一般重要和輕度重要生態功能區的空間分布較一致，主要分布在川西北高山高原區、四川盆地丘陵區和川西平原區；水土保持功能較強的中等重要、高度重要和極重要生態功能區集中分布在四川盆周山區和川西南山區。

表3 水土保持量分級結果統計Table3 Statistical results of classification of soil and water conservation function

圖5 四川水土保持生態紅線Fig.5 The ecological red line with water and soil conservation function of Sichuan province

3.2 水土保持生態保護紅線區分布特征

根據表3的分級統計結果，將水土保持量高于35000 t·km-2·a-1的極重要生態功能區劃定為水土保持生態保護紅線。因為基于上述方法獲得的紅線區空間分布如圖5所示。

由圖5可知，四川水土保持生態保護紅線分布較為集中（圖5），紅線區總面積達64938 km2，占四川省國土總面積的13.61%，主要分布于四川盆周山地區和川西南山區，尤以地處川西南山區的雅安和樂山兩地分布最為集中，另外在四川盆地丘陵區中部也有零星分布。

將四川生態紅線的空間分布特征（圖 5）與區域植被覆蓋分布狀況（圖 2）進行比較，不難發現水土保持生態紅線的分布與森林覆蓋度高的區域大體一致，生態紅線區幾乎全部處于植被覆蓋度最高的區域范圍內，說明水土保持量大小與森林覆蓋度的高低密切相關。研究表明，植被覆蓋度越高，植被越茂盛，植被根部對土壤的保持力度越大，土壤侵蝕越?。悋牢涞?，2015）。深入調研發現，在本研究劃定的生態紅線區內，森林植被以亞熱帶常綠闊葉林為主，說明常綠闊葉林覆蓋率高的區域具有較高的水土保持量。前人研究表明，常綠闊葉林具有很強的水土保持功能，并且常綠闊葉林覆蓋度高的區域，林地水土保持能力較強（趙連友，2017）。于法展等（2015）對常綠闊葉林、松林、落葉闊葉混交林等6種森林植被的水土保持功能進行評價，結果表明常綠闊葉林的水土保持功能價值最高（于法展等，2015）。由此可見，區域水土保持功能大小與植被覆蓋度和森林植被類型密切相關。在常綠闊葉林植被覆蓋度越高的區域，其水土保持量越大，水土保持功能越強。另外，從生態紅線區的地理分布和氣候特征看，水土保持功能強的區域主要集中在海拔1000～2500 m范圍內的川西南山區和四川盆周山地區，區域氣候以亞熱帶、中亞熱帶和暖溫帶氣候為主，年均溫較高且降水充沛，氣候條件有利于森林植物的生長，有助于促進森林土壤發育，對維持區域水土保持生態功能起到了關鍵作用。

綜上可見，本研究基于水土保持量評價結果劃定的生態紅線區與區域的植被覆蓋度、植被類型、地理分布和氣候特征等都具有較好的對應關系。

4 討論

“生態紅線”概念自從被提出之后，其定義、內涵和外延不斷得以擴充，如耕地紅線、林地紅線、濕地紅線、生物多樣性保護紅線等等，各類生態紅線的劃定方法也各不相同。以往這些不同類別生態紅線的劃定不僅破壞山、水、林、田、湖生態系統的完整性，也容易造成各地管理部門在實施生態紅線管控上的困難。為此，2018年1月，國家提出了“一條紅線”管控重要生態空間的要求，旨在將不同類別的生態紅線統一為“一條紅線”，在一條生態紅線范圍內形成統一的生態空間。事實上，這個所謂的“一條紅線”并非指的是一個唯一的生態紅線區，而是包含水土保持、水源涵養、生物多樣性維護、防風固沙等諸多生態功能區的生態空間。這就需要將已劃定出的各類生態功能紅線，再利用空間分析技術將其進行疊加獲得總的生態紅線。因此，本研究所劃定的水土保持功能生態紅線是四川省生態保護紅線的重要組成部分之一。

此外，從管控“一條紅線”、“一個生態空間”的角度出發，在劃定生態紅線時，也應盡可能采用統一的方法，以便對各地劃定的生態紅線區進行校核和空間疊加。故本文采用了2017年7月國家最新頒布的《生態保護紅線劃定指南》中推薦的方法，即通過RUSLE模型開展水土保持功能重要性評價。該方法也是目前在水土保持量評估研究中被廣泛應用的方法。當然，定量指標法也是較常用的評價方法之一，但該法所需的基礎數據資料不及RUSLE模型法豐富，更適用于快速評價（王翠平等，2017）。相對而言，RUSLE模型法的應用比定量指標法更廣泛、更準確，因此，本研究基于RUSLE模型評估劃定的四川水土保持生態紅線總體是準確的，研究成果可為今后其他地區的生態紅線研究提供參考。

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5 結論

本研究采用GIS空間分析技術和RUSLE模型，開展水土保持功能重要性評估，對四川水土保持生態紅線進行了劃定。結果表明，基于水土保持量評價結果劃定的生態紅線區與區域的植被覆蓋度、植被類型、地理分布和氣候特征具有較好的對應關系。四川水土保持生態紅線區與植被覆蓋度高的常綠闊葉林區的分布范圍基本一致，紅線區總面積64938 km2，占四川省國土總面積13.61%，主要分布于川西南山區和四川盆周山地區，尤以地處川西南山區的雅安和樂山兩地分布最集中。總體而言，本研究采用的生態紅線劃定方法是可行的，研究成果對于中國其他地區生態紅線的劃定工作具有一定的參考價值。

參考文獻：

CRISTINA F, JOSE A V. 2016. Evaluation of RUSLE and PESERA models for predicting soil erosion losses in the first year after wildfire in NW Spain [J]. Geoderma, 273(1): 64-72.

GANASRI B P, RAMESH H. 2016. Assessment of soil erosion by RUSLE model using remote sensing and GIS——A case study of Nethravathi Basin [J]. Geoscience Frontiers, 7(6): 953-961.

HAO C, TAKASHI O, PAN W. 2017. Assessment for soil loss by using a scheme of alterative sub-models based on the RUSLE in a Karst Basin of Southwest China [J]. Journal of Integrative Agriculture, 16(2):377-388.

YASER O, SHOJA G D. 2017. Soil loss estimation using RUSLE model,GIS and remote sensing techniques: A case study from the Dembecha Watershed, Northwestern Ethiopia [J]. Geoderma Regional, 11: 28-36.

柏松, 景連東, 李暉, 等. 2017. 基于水源涵養功能的生態紅線劃定方法研究[J]. 生態環境學報, 26(10): 1665-1670.

陳思旭, 楊小喚, 肖林林, 等. 2014. 基于 RUSLE模型的南方丘陵山區土壤侵蝕研究[J]. 資源科學, 36(6): 1288-1297.

馮磊, 王治國, 孫保平, 等. 2012. 黃土高原水土保持功能的重要性評價與分區[J]. 中國水土保持科學, 10(4): 16-21.

高吉喜. 2014. 生態保護紅線的劃定與監管[J]. 中國建設信息, (5):52-55.

何光漢. 2010. 區域空間管治下的四川省主體功能區建設研究[D]. 成都:西南財經大學.

姜琳, 邊金虎, 李愛農, 等. 2014. 岷江上游 2000—2010年土壤侵蝕時空格局動態變化[J]. 水土保持學報, 28(1): 18-25.

李該霞, 宋蒙亞, 謝麗芳, 等. 2016. 江蘇省水土保持功能的重要性評價[J]. 水土保持通報, 36(1): 236-241.

林勇, 樊景鳳, 溫泉, 等. 2016. 生態紅線劃分的理論和技術[J]. 生態學報, 36(5): 1244-1252.

樓豫紅. 2014. 區域節水灌溉發展水平綜合評價研究——以四川為例[D]. 北京: 中國農業大學.

史展, 陶和平, 劉斌濤, 等. 2013. 基于GIS的岷江流域降雨侵蝕力時空特征研究[J]. 水土保持通報, 33(2): 97-101.

宋述軍, 柴微濤, 周萬村. 2008. RS和GIS支持下的四川省生態環境狀況評價[J]. 環境科學與技術, 31(10): 145-147.

汪東川. 2005. 基于ARCGIS的坡面產流產沙過程模擬-以重慶市璧山縣為例[D]. 重慶: 西南農業大學.

王翠平, 丁黎, 王潤平. 2017. 福建省水土保持功能區生態保護紅線劃定[J]. 中國水土保持, (12): 29-33.

王麗槐. 2003. 四川水土流失狀況與類型分區[J]. 四川水利, (2): 2-6.

王萬忠, 焦菊英. 1996. 中國的土壤侵蝕因子定量評價研究[J]. 水土保持通報, 16(5): 1-20.

吳婷婷. 2010. 基于遙感和GIS的土地利用/覆蓋變化分析——以四川盆地內平原丘陵地區為例[D]. 北京: 中國地質大學(北京).

謝雅婷, 周忠發, 閆利會, 等. 2017. 貴州省石漠化敏感區生態紅線空間分異與管控措施研究[J]. 長江流域資源與環境, 26(4): 624-630.

許月卿, 蔡運龍. 2006. 貴州省貓跳河流域土壤侵蝕量計算及其背景空間分析[J]. 農業工程學報, 22(5): 50-54.

燕守廣, 林乃峰, 沈渭壽. 2014. 江蘇省生態紅線區域劃分與保護[J]. 生態與農村環境學報, 30(3): 294-299.

楊姍姍, 鄒長新, 沈渭壽, 等. 2016. 基于生態紅線劃分的生態安全格局構建——以江西省為例[J]. 生態學雜志, 35(1): 250-258.

于法展, 張忠啟, 陳龍乾, 等. 2015. 江西廬山自然保護區主要森林植被水土保持功能評價[J]. 長江流域資源與環境, 24(4): 578-584.

喻本德, 葉有華, 郭微, 等. 2014. 生態保護紅線分區建設模式研究——以廣東大鵬半島為例[J]. 生態環境學報, 23(6): 962-971.

章文波, 付金生. 2003. 不同類型雨量資料估算降雨侵蝕力[J]. 資源科學, 25(1): 35-41.

趙連友. 2017. 貴州省沅江流域生態紅線劃分研究[D]. 貴陽: 貴州師范大學: 30-32.

趙乾坤, 王治國, 張光燦, 等. 2014. 山西省水土保持功能區生態脆弱性評價[J]. 中國水土保持科學, 12(6): 16-22.

趙宇寧. 2014. 福建構建濱海濕地生態紅線制度的若干戰略問題研究[D]. 廈門: 廈門大學.