重點生態功能區生態資產保護成效及驅動力研究

黃斌斌，鄭 華＊，肖 燚，孔令橋，歐陽志云，王效科

（1.中國科學院生態環境研究中心城市與區域生態國家重點實驗室，北京 100085；2.中國科學院大學，北京 100049）

生態資產是指能夠為人類提供生態效益的生態資源，包括森林、草地、河流和湖泊等自然生態系統資產和農田、水庫等人工生態系統資產[1]。生態資產是衡量區域可持續發展潛力以及生態環境質量的重要指標，及時、準確地把握生態資產價值在時空上的變化是國民經濟發展和生態環境保護的一項重要和基礎性工作[2]。設立重點生態功能區的主要目標是提升區域生態系統服務功能，改善區域生態環境質量，增強生態系統穩定性，其把對生態環境的保護和修復，提供生態產品當作首要任務[3]。對重點生態功能區生態資產變化及其驅動力進行分析有利于明確其保護成效，并對存在的問題和不足進行改進，實現生態資產持續為人類提供生態效益的愿景，保障人類社會可持續發展。

圍繞重點生態功能區開展的研究較多，按照研究內容的不同主要可以分為兩個方面：一方面的研究主要集中在對重點生態功能區轉移支付和生態補償的標準、運行機制和成效進行分析，對重點生態功能區的生態考核標準和存在的問題以及生態脆弱性和敏感性等問題進行討論；另一方面的研究側重于從不同尺度和角度對重點生態功能區生態系統格局及服務進行評價。其中，黃麟等對全國范圍內的重點生態功能區2000—2010 年的生態系統變化進行評估后發現不同生態功能區主導區的主導生態系統服務功能明顯提高[4]。劉璐璐等對重點生態功能區在實施生態轉移前后的生態系統服務變化率進行了比較，發現實施生態轉移支付后重點生態功能區的生態服務改善率明顯提升[5]。黃耀歡等對比重點生態功能區內的人類活動對土地利用變化的影響后發現，人類的農業開發、工礦建設和城鎮化是導致重點生態功能區土地利用變化的主要原因[6]。

上述研究對肯定重點生態功能區生態保護所取得的成效以及推動重點生態功能區的建設具有重要意義。然而，應注意到，前者的研究多集中在縣域、市域和省域等較小的空間尺度上，沒有從全國尺度上針對這些政策和機制進行深入的分析和研究，限制了這些研究成果的推廣和應用；后者的研究雖從全國尺度對重點生態功能區的生態系統格局和生態系統服務的變化進行了評估，但這些研究忽視了生態系統內部過程變化引起的質量變化以及氣候變化對生態資產變化的影響，也沒有分析生態資產變化的驅動力。

本研究在全國重點生態功能區內整合生態資產數量、質量，構建區域生態資產評估指數，對全國重點生態功能區的生態資產現狀、變化及其驅動力開展評估，并與非重點生態功能區進行對比。其目標是：①明確重點生態功能區生態保護成效；②在考慮氣候變化的條件下，分析重點生態功能區生態資產變化驅動力，識別驅動生態資產增加的主要原因；③基于該研究，為如何優化區域生態資產的管理提供依據和參考。

1 研究區概況與研究方法

1.1 研究區概況

國家重點生態功能區是全國主體功能區劃中的兩類限制開發區域之一（另一類為農產品主產區），是保障國家生態安全和綠色發展空間的重要區域，其主要目標是提高區域的水源涵養、土壤保持、防風固沙和生物多樣性等生態系統服務能力。國家重點生態功能區的劃定共分為兩批，其中第一批包括436 個縣市區，第二批新增240 個縣市區，占全國陸地總面積的比例由41%上升到53%。空間上呈西密東疏的分布態勢（圖1），其中東北、西北部地區呈大面積連續塊狀分布，東部地區呈小面積零星分布。同時，為彌補當地居民為保護生態環境作出的犧牲，國家從2008 年開始設立國家重點生態功能區財政轉移支付資金，在當地實施生態轉移支付，此舉旨在加強國家重點生態功能區的生態資產管理，增強當地生態資產提供生態系統服務的能力。

圖1 重點生態功能區類型及分布

1.2 研究方法

1.2.1 建立生態資產評估框架

生態資產是提供生態系統服務的基礎，對生態資產的核算可以從實物量和價值量兩方面入手。其中，價值量核算是核算生態資產提供的生態系統服務，其本質是對生態資產流量進行核算。然而由于價值量核算所需參數較多且不易獲取，核算的生態系統服務種類繁多難以窮盡，若在大尺度范圍內應用，不同生態系統服務之間存在交叉或重疊以及定價方式不確定性等限制，因此本文選擇實物量核算方法對區域生態資產進行評估。實物量核算是對生態資產存量進行核算，由對生態資產面積和質量兩部分的核算組成，然而由于生態資產面積和質量量綱不一，無法加和，因此對區域生態資產的綜合評估需要融合面積指標和質量指標。

生態資產面積可以通過對基于遙感的生態系統分類圖對不同生態資產類型進行統計后確定，而生態資產質量的評估比較復雜，其主要與以下兩個因素有關：

（1）如何選取生態資產質量的替代性指標。影響生態資產質量的因子包括生物因子和非生物因子。生物因子中，植被種類和數量、生境面積、特別物種、群落和性狀的保有、生物多樣性和景觀復雜性直接影響生態資產提供生態系統服務功能的強弱；非生物因子中，土壤、地形和氣候等非生物因子通過影響生物因子間接影響生態資產提供生態系統服務功能的強弱[7]。

（2）如何消除氣候、地形和土壤等自然稟賦的空間異質性對質量評估的影響。由于全國重點生態功能區橫跨多個氣候帶、地理區，以及土壤的空間異質性，在沒有人類活動干擾的條件下，不同區域生態資產類型和質量存在固有差異，因此在對其質量進行評估時需要先根據氣候、地形和土壤的空間差異進行空間分區，再對這些自然稟賦的空間異質性生態資產質量進行評估。

生態資產的評估結果直接應用于生態資產管理，識別促進全國重點生態功能區生態資產提升的驅動力對優化生態資產管理意義重大。因此，對重點生態功能區生態資產的評估可以按照以下步驟有序進行（圖2）：

①確定生態資產類型與面積。明確森林、灌叢、草地、濕地等生態資產類型，核算各類生態資產面積。

②評估生態資產質量。依據生態資產地帶性分布特征，根據氣候、地形、土壤等因素對區域生態資產進行分區；在每一個生態資產分區中，選擇頂級群落和最優生態資產類型作為參照系，揭示生態資產質量狀況的空間特征。

圖2 研究框架

③評估區域生態資產綜合狀況。綜合生態資產面積及質量特征，構建生態資產類型指數和生態資產綜合指數，評估區域生態資產數量與質量特征。

④生態資產變化驅動力分析。從氣候變化、人類活動、政策因素等方面，系統分析生態資產變化的主要原因，為重點生態功能區的管理優化提供依據和參考。

1.2.2 確定生態資產類型與面積

全國重點生態功能區生態資產主要包括森林、灌叢、草地、濕地（河流、湖泊和沼澤等）等自然類型生態資產以及農田和水庫等人工類型生態資產。由于農田生態資產受施肥、灌溉、耕作季節和方式差異影響，水庫也由于受蓄水、泄洪以及發電等人類活動影響，自然屬性較弱，不確定性較大。考慮到人工類型生態資產提供生態系統服務的能力較弱，全國重點生態功能區保護的重點對象是森林、灌叢、草地和濕地等。因此本研究只對森林、灌叢、草地和濕地等自然類型生態資產進行評價，不評價人工類型生態資產。本文選取生態資產面積作為評價生態資產數量的指標，面積計算主要基于對遙感解譯的生態系統分類圖進行分析統計。

1.2.3 評估生態資產質量

（1）生態資產特征區劃

為降低和消除氣候、地形、土壤等自然稟賦差異對生態資產評估的影響，使不同自然因子條件限制下的生態資產具有可比性，本研究利用氣候、地形、土壤等的空間差異特征進行生態資產特征區劃，在不同區劃范圍內重新制定標準對生態資產進行分級。不同非生物因子間并不完全互相獨立，一些非生物因子間存在較強的耦合效應。其中海拔與氣溫間相關程度顯著，海拔每增加100m，氣溫下降0.6℃[8]。土壤水分變化與氣溫和降水變化相關性顯著，降水增加有利于提高土壤水分持有量，相反，氣溫升高會加速土壤水分蒸發，促使土壤水分減少[9]。在生態資產特征分區過程中要盡量避免選取彼此間存在較強相關性的非生物因子，通過分析后最終選取如表1 所示的因子，并依據相應的標準進行分級。同時結合GIS 空間制圖技術對生態資產進行特征分區，最終分成41 個區域。

（2）生態資產質量分級

對陸地生態資產而言，生態資產質量等級越高，群落結構越復雜，生物種類越多，占據的生態空間越大，單位面積生物量數值越大[10]。利用基于遙感技術反演的森林、灌叢和草地等生物量空間分布圖是衡量其生態資產質量相對高低的重要技術手段。本文以各分區內生物量與頂極群落比值的百分比大小（稱為相對生物量密度）表示生態資產優劣程度。計算方法如下：

式中，RBDi為森林、灌叢和草地生態資產i 像元的相對生物量密度；Bi為森林、灌叢和草地生態資產i像元的生物量；CCBi表示該分區內森林、灌叢或草地的頂級群落的生物量，單位是g/m2。依據相對生物量密度將森林、灌叢和草地生態資產分成優、良、中、差和劣5 個等級，見表2。

頂級群落是當地非生物因子限制條件下生態演替的最終階段，是該區域內生態資產質量最好、等級最高的部分，其物種組成、數量和群落結構保持穩定，物質能量輸入與輸出保持相等，生物量高且隨時間變化波動小[11]。本研究利用該理論基于生物量空間分布圖識別不同區間的頂級群落（生物量數值排名區域前10%，2000—2015 年波動幅度小于5%），考慮到森林、灌叢和草地等不同植被類型結構和功能的差異，為提高同種植被類型內部生態資產質量的可比性，結合土地利用類型空間分布圖篩選不同生態資產特征分區內部的森林、灌叢和草地頂級群落。

河流、湖泊、沼澤等濕地是濕地生態資產的主要類型，也是水生動植物的棲息地，具有水產品供給和洪水調節等多種生態系統服務。衡量濕地質量狀況的主要指標包括氮、磷等化學物質的含量以及水中物種的豐富度[12]，影響這些指標的主要原因是水質等級，因此本文依據河流、湖泊、沼澤等濕地水質狀況劃分其質量等級，具體見表2。

表1 不同非生物因子分級標準

表2 生態資產等級劃分標準

1.2.4 評估區域生態資產綜合狀況

區域生態資產狀況評價的生態資產面積和質量兩個指標量綱不統一，本文提出類型生態資產指數和區域生態資產指數對類型水平和區域水平的生態資產存量及變化進行評價。類型生態資產指數依據生態資產等級從優到劣分別賦予5、4、3、2、1 不同權重，將不同權重和對應等級生態資產面積的乘積與該類生態資產總面積和最高質量權重（i=5）的乘積的比值稱為生態資產質量等級指數（無量綱），生態資產面積（km2）與區域總面積的比值稱為生態資產面積指數（無量綱），質量等級指數與面積指數的乘積并乘以系數100（對指數的大小范圍進行調節，使其落在0～100之間）即為生態資產類型指數，用以衡量不同類型生態資產的綜合狀況；生態資產綜合指數是各類型的生態資產類型指數之和，用以衡量區域生態資產的綜合狀況。具體計算方法如下所示：

式中，i 為生態資產類型；j 為生態資產等級權重因子；EAi為第i 類生態資產的面積；EAij為第i 類第j 等級生態資產的面積；EQi為第i 類生態資產指數；k 為區域的生態資產類型種類數；EQ 為生態資產綜合指數；S 為區域的總面積，本文取全國陸地面積和內陸湖泊水庫河流等水域面積之和960 萬km2。

1.2.5 生態資產變化驅動力分析

生態資產變化驅動力分析由兩部分組成：一是通過土地利用轉移矩陣對不同類型生態資產面積變化的原因進行分析；二是利用多元線性回歸模型以生態資產綜合指數作為因變量，以人類活動和氣候因子作為自變量，分析不同因子對生態資產指數變化的貢獻。

2 數據來源

本文所使用的數據來源主要如下：

（1）野外實測數據

采樣時間是2010 年，采樣原則是依據森林和草地空間分布格局及生產狀況篩選破碎化程度較小、面積較大、植被分布較均勻的區域作為樣地。共設置樣地610個（森林樣地412 個，灌叢樣地112 個，草地樣地86個）。其中，每個森林樣地放置9 個樣方，樣方大小為100m×100m，樣方間隔500m。森林樣方的調查記錄指標包括樹木數量、樹高、胸徑、葉面積指數和植被覆蓋度。每個草地樣地放置9 個樣方，樣方大小為60m×60m，樣方間隔100m。草地樣方的調查記錄指標包括生物量和植被覆 蓋度。

（2）地上生物量數據

數據來源于中國科學院遙感與數字地球研究所。該數據集利用290 個實測森林、灌叢和草地樣地的生物量與來源于MODIS 傳感器的MYD15A2H 產品中的LAI 構建回歸系數方程估算大范圍面積的地上生物量[13]，同時利用320 個地面樣地的實測生物量對反演的數據精度進行驗證，精度驗證結果如圖3 所示，結果顯示，兩者擬合程度較好（R2=0.75），滿足研究所需的數據精度要求。

（3）土地利用數據

數據來源于中國科學院和生態環境部支持的全國生態環境十年變化（2000—2010 年）遙感調查與評估項目以及全國生態環境五年變化（2010—2015 年）遙感調查與評估項目，利用美國陸地資源衛星Landsat 衛星遙感影像作為數據源，在大量地面調查樣點構建的分類樣本庫支持下，采用面向對象的多尺度分割、建立決策樹進行分類[14,15]。數據精度通過驗證，保持在95%以上，空間分辨率為30m。

（4）氣象數據

數據來源于中國科學院資源環境科學數據中心（http://www.resdc.cn）。該數據集利用ANUSPLIN 軟件的平滑樣條函數薄盤樣條函數進行空間插值形成2000—2015 年逐年的平均氣溫和年降水量空間數據集[16]。

（5）土壤有機質含量數據

數據來源于寒旱區科學數據中心（http://westdc.westgis.ac.cn），是北京師范大學根據全國第二次土壤普查數據分析處理后的數據產品。該數據按土壤深度對土壤進行分層，本研究使用了1～4 層數據，并依據不同土壤厚度對其進行加權平均[17]。該數據原始單位是g/kg，文中將其轉化為百分比。

3 結果與分析

3.1 生態資產的特征

2015 年，重點生態功能區內森林、灌叢、草地生態資產總面積為349.30 萬km2（表3），其中草地所占比例最大，為55.48%（193.78萬km2），濕地所占比例最小，僅為5.35%（18.7 萬km2）。質量總體較好，優級和良級占生態資產總面積的42.42%，質量較好的生態資產主要分布在東北、藏東南和川西地區。然而，部分地區質量較差，主要集中分布在西藏西部和內蒙古中東部地區（圖4）。不同類型生態資產的質量存在明顯差異，其中濕地質量最好（優級和良級比例之和為82%），灌叢質量最差（優級和良級比例之和為29.7%）。在生態資產組成上，草地的重要性程度最高（生態資產指數為10.33），濕地的重要性程度最低（生態資產指數僅為1.50）。

圖3 生態資產特征分區及地上生物量模擬結果驗證

表3 重點與非重點生態功能區生態資產現狀比較

圖4 重點生態功能區內外生態資產現狀

與重點生態功能區相比，非重點生態功能區生態資產總面積較少，僅為223.82 萬km2（表3）。其中森林所占比例最大，為44.38%（91.63 萬km2），濕地所占比例最小，為7.76%（17.37 萬km2）。質量總體較好，優級和良級占生態資產總面積的47.28%。質量較好的生態資產主要分布在東北角、西北角和東南沿海地區，局部地區生態資產質量較差，主要分布在華北北部地區（圖4）。與重點生態功能區相似，非重點生態功能區森林質量相對最好（優級和良級比例之和為58.41%），灌叢質量相對最差（優級和良級比例之和為29.94%）。非重點生態功能區的生態資產綜合指數為13.59，低于重點生態功能區，其中，森林的相對重要性程度最高（生態資產指數為6.65），濕地的相對重要性程度最低（生態資產指數僅為0.95）。

3.2 生態資產變化

15 年間，重點生態功能區內生態資產總面積增加0.05%（0.15 萬km2），其中森林面積增加0.16%，灌叢面積減少0.08%，草地面積減少0.31%，濕地面積增加3.42%，見 表4。質量有所提升，優級和良級面積占比分別提高0.59%和0.85%。質量提升的區域在重點生態功能區內分布廣泛，然而部分地區生態資產質量有所下降，主要集中分布在西藏西南部、新疆南部和內蒙古中東部地區（圖5）。與重點生態功能區類似，質量改善最為顯著的是濕地（優級和良級比例之和增加31.71%），最不顯著的是草地（優級和良級比例之和僅增加0.39%）。生態資產綜合指數增加2.94，對其貢獻最大的是森林（↑1.37），對其貢獻最小的是濕地（↑0.17）。

15 年間，非重點生態功能區生態資產總面積增幅高于重點生態功能區，增幅為1.41%（2.91 萬km2），增幅最快的是濕地（面積增加31.19%）。非重點生態功能區的質量增幅也高于重點生態功能區，優級和良級面積占比分別增加1.23%和4.07%。質量提升區域主要集中分布在東北、西北部地區、遼東地區南部以及東南沿海地區，然而部分地區質量有所下降，主要集中分布在西藏南部地區（圖5）。不同類型生態資產的質量變幅有所區別，其中森林生態資產質量改善最為顯著（優級和良級生態資產比例之和提高1.63%），草地生態資產改善最不明顯（優級和良級生態資產比例之和僅增加0.44%）。生態資產綜合指數增量重點生態功能區，增量為2.00，對其貢獻最大的是森林（↑1.12），對其貢獻最小的是灌叢（↑0.15）。

表4 重點與非重點生態功能區生態資產變化比較

3.3 生態資產變化驅動力分析

在重點生態功能區內，生態恢復是森林、灌叢和草地生態資產面積增加的主要原因，水資源開發是濕地面積增加的主要原因，貢獻率均在40%以上（圖6a）。其中，城鎮化是灌叢面積減少的首要原因，占灌叢面積變化比例達29%；農業開發是草地和濕地面積減少的首要原因，兩者面積變化比例分別達24.61%和23.30%。自然災害和氣候變化對生態資產面積變化的影響也不容忽視，受其影響程度最大的是草地和濕地，兩者面積變化比例分別達17.40%和15.44%。

與重點生態功能區相比，非重點生態功能區內的生態恢復同樣是生態資產面積增加的主要原因。然而，其農業開發侵占生態資產的程度遠高于重點生態功能區，草地和濕地面積變化比例的34.98%和33.24%均由農業開發所貢獻。其次，城鎮化對生態資產的侵占程度也高于重點生態功能區（圖6b），水資源開發的力度也小于重點生態功能區，水資源開發解釋了18.95%的濕地面積變化，比例遠低于重點生態功能區。自然災害和氣候變化對生態資產的影響同樣不容忽視，不同類型生態資產均不同程度地受此影響。

圖5 生態資產等級空間變化

圖6 不同生態資產類型面積變化原因

表5 不同因子對重點與非重點生態功能區生態資產指數變化的貢獻率

自然變化和人類活動不僅影響生態資產面積發生變化，還通過影響生態過程間接影響生態資產質量發生變化。分析不同因子對生態資產指數變化影響后發現，在重點生態功能區內實施的生態保護政策是驅動生態資產指數增加的主要因素（表5），貢獻率達81%（森林保護和草地保護的貢獻率分別達65.51%和15.49%），其次是實施的生態恢復政策，貢獻率達9.49%（森林恢復和草地恢復的貢獻率分別達8.49%和1.01%）。農業開發是導致重點生態功能區內生態資產指數下降的主要原因，貢獻率達-6.23%；其次是城鎮化，貢獻率達-0.58%。氣候變化對生態資產指數影響有限（氣溫變化和降水變化的貢獻率分別為-1.35%和1.20%）。

與重點生態功能區內相比，非重點生態功能區的生態資產保護對生態資產指數提升的促進更大，貢獻率達94.23%（其中森林保護和草地保護的貢獻率分別達80.36%和13.87%），而生態恢復對生態資產提升作用有限，貢獻率僅為4.55%（其中森林恢復和草地恢復的貢獻率分別達0.97%和3.58%），城鎮化和農業開發對生態資產指數提升的不利作用有限，貢獻率分別為-0.17%和-0.41%。氣候變化和降水變化也在一定程度上促進了生態資產指數的提升，貢獻率分別為0.45%和0.16%。

4 討論

重點生態功能區生態資產面積（330.6 萬km2）遠大于非重點生態功能區生態資產面積（206.45 萬km2），生態資產指數也高于非重點生態功能區，表明重點生態功能區保護了全國主要的生態資產。2000—2015 年，重點生態功能區生態資產的面積和質量增幅均小于非重點生態功能區，然而重點生態功能區生態資產指數增量高于非重點生態功能區，這主要與重點生態功能區生態資產面積基數較大且質量狀況較好有關，因而其面積增幅和質量增幅較小，但衡量生態資產綜合狀況的絕對指標——生態資產指數增量大于非重點生態功能區，表明重點生態功能區生態保護和恢復政策成效顯著[18]，且保護效果強于非重點生態功能區。

對生態資產指數提升起主要貢獻的是對已有生態資產的保護，其次是生態恢復工程的實施。這主要與已有生態資產面積遠大于恢復增加的面積，同時恢復的生態資產生態結構組成單一，生態功能脆弱，生態系統質量明顯低于原有生態資產有關。此外，新恢復的生態資產大多聚集在已有生態資產周圍或生態環境脆弱地區，對原有生態資產起到了生態屏障作用，減少其受自然或人類活動因素的干擾，有利于其質量提升。本研究還發現氣溫和降水變化對生態資產變化的影響十分有限，氣候變化并不是促進生態資產提升的主因，從側面反映了生態資產提升主要得益于生態保護與恢復工程的實施。

在重點生態功能區實施的退耕還林還草和退田還湖等生態恢復工程力度較大，是生態資產面積增加的主要驅動力。同時應注意到城鎮化和農業開發等人類活動是誘使生態資產面積下降的主因，對生態資產提升不利。相比于城鎮化，農業開發對生態資產保護的不利影響更大（貢獻率為-6.23%）。在非重點生態功能區，農業開發對生態資產侵占狀況更為嚴重，其毀壞的草地和濕地與恢復的草地和濕地面積相當，但是其對生態資產指數提升的不利影響僅為-0.41%。這可能與其侵占的生態資產多位于農田周邊，且本身受人類活動干擾強烈、破碎化程度嚴重、斑塊面積較小、質量低下有關，因而這樣的侵占在總體上對生態資產指數提升的不利影響有限。

如何實現重點生態功能區社會經濟發展與生態環境保護的協同是實現人與自然和諧發展的關注焦點。Kennedy 等通過分析后認為，在景觀尺度上實施多目標聯合的適應性管理和積極的生態保護與發展策略有利于實現人與自然的協調發展[19]。Frank 等分析后發現，保護與發展間的關系復雜，一方面經濟的發展可能會造成生態的破壞，另一方面財政收入的提高也會促使決策者加大在生態保護和恢復方面的投資力度[20]。與非重點生態功能區相比，重點生態功能區城鎮化和農業開發對生態資產指數提升的制約作用更大。因重點生態功能區多集中分布在中西部偏遠山區，城鎮化水平較低，經濟收入來源較少，農田數量稀少且質量低下，人地矛盾突出。加之當地實施積極的生態恢復政策進一步壓縮農田，增加當地農民的生存壓力，進而迫使本地居民對森林、灌叢、草地和濕地等生態資產進行侵占并用于農業開墾。因此，如何在管理中緩解人地矛盾，減少經濟發展與生態保護間的權衡，是從根本上穩固和提升當地生態資產數量與質量關鍵所在。

本研究在不同生態資產類型的權重賦值上均使用5、4、3、2、1 同一指標，忽視了即使在同一等級下，不同生態資產類型提供生態系統服務的能力仍存在顯著的差異，導致不同生態資產類型間發生相互轉化時，生態資產質量變化無法得到體現。但本研究更關注森林、灌叢、草地和濕地等自然生態資產與非自然生態資產間的轉化，因而其對最終結果的影響程度有限，該不足會在今后的研究中改進并加以完善。