碳平衡視角下武漢生態控制區碳匯效能演變及調控?

彭義鈞 吳雪飛

華中農業大學園藝林學學院 武漢 430000

城市是碳排放的主體, 反思舊城鎮化進程中生態功能退化[1]、 大量碳排放等問題, 深圳[2]、武漢[3]等城市展開了城市空間基本生態控制線劃定及管理實踐。 生態控制區的管理實施是一個不斷完善的過程[2], 當前如何考量其內部異質性并進行差異化調控是亟待提升的重點[3]。“碳” 則面臨著低碳規劃實踐支撐不足, 供需空間失配[4]等現實困境。 碳匯作為重要生態系統服務之一, 主要指植物吸收并儲存二氧化碳的能力, 城市生態控制區的生態用地在直接增匯、間接減排[5]方面有重要意義。 為此, 本文以武漢為例, 分析作為生態控制區物質載體的生態用地及其碳匯供需水平的動態變化特征, 結合目標年需求預測, 探討碳平衡視角下城市生態控制區差異化調控策略, 以期為低碳規劃與生態控制線實施深化提供參考。

1 研究區概況及數據來源

武漢是長江經濟帶上的核心城市, 曾為傳統老工業基地, 經濟發展快速, 整體生態資源豐富,是國家第二批“低碳試點城市” 之一。

由于城市的生態壓力與生態功能呈現不均衡性, 引入分別反映自然屬性和社會經濟屬性的供給和需求分析[6], 根據供需空間特征[7]、 碳匯供需劃分[4,8], 結合《武漢市1 ∶2 000 基本生態控制線落線規劃》 (見武漢市自然資源和規劃局網頁http:/ /gtghj.wuhan.gov.cn/pc-0-59916.html) 與本文研究目標, 將武漢市域8 569 km2作為碳匯需求區： 將生態資源豐富的武漢外部都市發展區,即含東湖風景區和嚴西湖(后文簡稱東湖區) 在內, 共計約2 672 km2范圍內的10 個行政區或開發區的生態用地作為碳匯供給區。

本研究基礎數據及來源主要包括: 1) 遙感影像源自地理空間數據云： 2) 人口、 經濟和社會數據主要源自《武漢統計年鑒》 (2001—2017)《武漢市能源發展“十三五” 規劃》 《武漢市碳排放達峰行動計劃》 等具權威性官方數據： 3) 各類能源折合成標準煤系數、 碳清除系數等相關參數主要通過《綜合能耗計算通則》 (B/T 2589-2008) 等標準和相關文獻研究進行搜集。

2 研究方法

2.1 遙感解譯

通過遙感解譯對生態用地演變特征進行分析。選取2006、 2011 和2016 年為研究時間探討生態用地與碳匯供給演變特征(圖1)。 選擇通過云量篩選的植被豐富的生長季節(6-9 月) 3 幅影像,利用ENVI、 ArcGIS 經預處理、 基于CART 獲取規則的決策樹分類[9]、 類后處理及轉移矩陣計算進行解譯分析。

圖1 碳匯供給區土地利用分布圖

綜合考慮研究區土地利用自然屬性、 生態用地和碳氧平衡相關研究[10-11]及《土地利用現狀分類》 (GB/T21010-2007), 將研究區劃分為有林地、 疏林和灌木林地、 草地、 耕地、 水域 (濕地) 和裸地6 類生態用地以及建設用地。

2.2 碳氧平衡法

通過碳氧平衡法對碳匯供需進行分析。 碳氧平衡法可有效量化區域生態用地需求[10-11]。 本研究著眼碳平衡, 包括碳匯需求量化(即城市人類活動產生的碳排放估算同釋碳量算法) 和碳匯供給量化(即生態用地當年碳匯量估算同固碳量算法)。

2.2.1 需求： 碳排放估算

人類活動產生的碳排放主要來源于化石能源燃燒、 水泥生產、 不合理的土地利用和人類呼吸作用[12]。 結合區域特征與數據可獲得性,選取煤炭、 焦炭、 原油等14 類能源產品的消費量, 水泥的銷售量和年末常住人口數及較大牲畜年末存欄數作為指標。 碳排放量(Dc) 計算公式如下:

式(1) 中,Ce、Cm、Cp、Cc、Cs分別為化石能源燃燒、 水泥生產、 人類呼吸、 牛呼吸和豬呼吸碳排放量。

2.2.2 供給： 碳匯量估算

應用生物量法計算各類生態用地碳匯量(Sc),以有林地為標準生態用地, 根據各類生態用地的地均凈生產量比例折算為標準生態用地[10], 計作面積Bi。 計算公式分別如下:

式(2) (3) 中,i為生態用地類型,α為單位生物量固碳系數,Ai為第i種生態用地面積,bi為第i種生態用地單位面積生物量,ηi為第i種生態用地與有林地的地均凈生產量比值,b林為有林地的地均凈生產量。 由此可對碳平衡目標下的標準生態用地需求量(ELc) 進行估算:

2.3 預測模型法

通過預測模型法對目標年需求進行分析。 城市社會經濟發展狀況影響碳匯需求和生態用地需求, 本文綜合運用綜合增長率法、 對數曲線估計模型以及灰色系統預測GM (1, 1) 模型[13]對“十三五” 規劃末期、 武漢上一輪總體規劃的規劃水平年2020 年的需求量進行預測, 結合供需演變特征分析確立供給目標。

3 碳平衡視角下武漢生態控制區碳匯效能演變特征

3.1 研究區生態用地數量結構變化

2006—2016 年, 碳匯供給區內建設用地規模不斷拓展, 由12.66%上升為37.18%, 而除水域外的各類生態用地面積均呈減少趨勢(圖2)。 使用年增長率描述各類生態用地的變化動態度(圖3), 建設用地、 疏林、 灌木林、 草地和裸地年均增長率變化較大, 分別為11.38%、- 11.87%、 -12.12%、 - 24.10%。 2006 年、2011 年和 2016 年生態用地總量分別為2 333.53km2、 1 968.52 km2、 1 678.33 km2, 參比1 814 km2的規劃生態控制區面積, 從數量和空間分布可知, 2016 年研究供給區與規劃生態控制區重合度高。 總體而言, 建設用地規模擴張與生態用地總量收縮呈正相關。

圖2 土地利用類型比例堆疊圖

圖3 各類用地變化的動態度

碳匯供給區生態用地變化的結構特征通過轉移矩陣(表1) 進行轉化情況說明。 總結各類變化, 主要有30.91%和14.10%的有林地、 疏林和灌木林地轉變為建設用地。 有林地、 疏林和灌木林地、 草地和裸地的轉變幅度較大, 各類生態用地之間主要呈中低頻度的相互轉化,基本處于原面積的20%以下, 這表明在城鎮化進程中, 有林地-耕地-建設用地間的相互轉變較為明顯。 值得一提的是, 耕地和水域面積呈先減后增變化趨勢, 除自然因素外, 如低碳生態建設下基本農田保護、 濕地保護等推行力度強的社會驅動促使區域耕地總量基本不變, 水域面積增長。

3.2 總量變化特征與分區均衡目標

3.2.1 研究區碳匯供需估算與分析

本文依據相關研究成果[14]在校正研究區各類生態用地碳清除系數與折標準生態用地系數的基礎上展開計算。 由表2 可知, 2006—2016 年研究區碳匯總量減少35.16 萬t, 年均增長率為-2.24%。3 個年份折標準生態用地分別為2 022.62 km2、1 673.12 km2、 1 603.51 km2。 研究區有林地的碳匯供給量最大, 平均占總量的37.27%。 各類生態用地碳匯效能與面積正相關, 在面積一定時從地類考慮, 有林地、 耕地和水域碳匯量較多。

表1 2006—2016 碳匯供給區土地利用轉移矩陣 km2

表2 碳匯供給區各類生態用地碳匯能力及量化

根據碳氧平衡法結合研究區實際情況進行碳排放量估算 (表3), 碳排放量年均增長率2.03%, 呈增長態勢。 研究區中化石能源消費為碳排放主導因素, 水泥生產次之, 分別平均占比為93.21%和3.61%, 呼吸作用平均僅占3.18%,與全國碳排放結構近似[15]。 從能源利用在經濟生產中的效率看, 3 年的碳強度呈下降趨勢, 分別為1.00、 0.47、 0.27, 說明城市低碳發展在產業結構升級、 技術改進等方面有所進步。

表3 碳匯需求區碳排放量

3.2.2 總量平衡貢獻度分析

大氣中碳平衡具有相對性, 因陸地生態系統承擔區域1/3 碳匯任務, 引入如下碳平衡系數(BCc)[16-17]進行度量:

該系數表示區域陸地生態系統應承擔的碳平衡任務, 系數大于1 表明區域處于自然生態與經濟發展良性循環的碳平衡狀態, 反之則存在一定碳缺口。 表4 反映了研究區碳匯和生態用地供需的變化與總量平衡的貢獻度情況, 二者的供給能力呈現為下降趨勢, 其生態用地平均約占全市碳平衡貢獻度的15.23%, 3 年的碳平衡系數均小于1。 因此, 除研究區碳匯效能提升之外, 實現供需平衡首先應探索碳平衡目標下的區域系統責任層級問題, 并需結合節能減排以期實現區域相對碳平衡。

表4 研究區碳平衡效能變化

3.2.3 分區碳平衡變化及均衡目標

根據總量關系和對應基本生態控制線規劃的分區平衡情況與目標, 進行各區差異化界定。 除新洲區外, 各區生態用地供給(圖4) 均呈減少趨勢, 其中黃陂區、 漢南區后期略有回升。 供給年均負增長率大于3%的區域中, 漢南區＞江夏區＞蔡甸區。

圖4 各區標準生態用地供給變化

根據《武漢市碳排放達峰行動計劃》中區域碳排責任進行分區合并與碳排放量近似分配,為統計一致將化工區和東湖區歸入東湖新技術開發區。 結合分區碳匯量計算得到各區碳平衡系數變化情況(表5),2006—2016 年,各區自身碳平衡能力減弱,其中新洲區先減后略增,黃陂區減弱后基本趨于不變。 2006 年實現自身碳平衡的區域分別有蔡甸區、江夏區、東湖新技術開發區(化工區),其中最后者于2011 年仍處于碳平衡狀態,供給近乎需求的2 倍。2016 年,各區平衡能力為蔡甸區＞江夏區＞東西湖區＞黃陂區＞東湖新技術開發區(化工區)＞經濟技術開發區(漢南區)＞新洲區。

表5 各區碳平衡系數變化

分區定位目標在協同自然稟賦與經濟發展的基礎上, 引入碳排放經濟貢獻系數(ECC)[18]與碳匯承載系數(CSSC)[14], 以2016 年為基準進行衡量。 當指標值＞1 時, 表明該區經濟或碳匯貢獻度大于碳排放責任度, 能源利用效率較高或碳匯效能較高, 反之, 指標值＜1 則表明區域自身碳排放將增大其他區域負荷(圖5)。 可將各區分為兩類: 1) 碳匯平衡區(指對分區均衡的貢獻度與實現總量平衡的潛力更高), 兩項指標均大于1, 除新洲區以外的6 區。 區域經濟與生態較為協調, 應采取節能減排提高能源利用效率, 同時重視生態用地保護與效能提升。 值得一提的是, 此處“碳平衡” 指該區域對分區均衡的貢獻度與實現總量平衡的潛力更高。 2) 碳匯功能區, ECC＜1, 而CSSC＞1, 僅新洲區。 此時區域經濟發展較落后, 但自身碳匯效能較好, 應避免經濟發展影響生態用地功能。

圖5 分區碳效應指標

3.3 目標年碳匯需求量預測

基于武漢市2001—2016 年社會經濟統計數據, 采用相應模型法預測2020 年碳排放量與生態用地需求量。 其中化石能源消費量使用《武漢市能源發展“十三五” 規劃》 能源消費總量目標數據, 人口、 牛、 豬數目分別取綜合增長率法與灰色GM (1, 1) 模型預測的平均值, 水泥產量構建曲線估計對數模型得到。 由表6 數據推算可知,2020 年碳匯需求量1458.21 萬t。

表6 2020 年碳排放量預測

4 碳平衡視角下的生態控制區調控策略

1) 總量控制。 確定碳平衡目標, 結合碳匯效能與協同區域經濟效益差異是優化土地利用結構,并對各生態用地進行分類優化的基礎。 2016 年研究區占總面積19.6%的生態用地實現12.7%的碳匯需求, 而2020 目標年碳平衡情景下1458.21 萬t 的需求實現需在減排基礎上對農業生態區和城市綠地進行充分挖潛。 須注意的是碳平衡并非單一尺度的低碳發展目標, 區域系統碳循環具有復雜性、 不確定性、 空間異質性和開放性等特征。 結合本文研究結果, 說明探索碳平衡目標下的區域系統層級問題,以及明確武漢市域和生態控制區的責任閾值是實現區域總量控制及后續研究的重點。

2) 空間優化。 構建總體生態框架, 保障生態控制范圍。 遵循生態優先、 城鄉統籌原則落實城市總規建構的“兩環兩軸、 六楔入城” 總體生態框架, 推進主城和外部都市發展區間城市生態帶及生態控制區內嵌入的新城組團間6 大生態綠楔建設, 二者相協構成環楔結合的生態格局。 強化空間剛性保護與彈性生長, 積極地分層次引導邊界管控。

3) 效能提升。 明確分區差別化調控, 增匯與減排并舉。 根據研究區分區分析, 碳匯平衡區中, 供給能力相對較好的蔡甸區、 江夏區、 東西湖區和黃陂區有林地和水域(濕地) 較多, 其中黃陂區和東西湖區農業生產條件好, 耕地面積多。因此, 它們應提高林分質量, 恢復及保護山林,嚴控圍湖造田, 保持及恢復水位過程和改善水域環境, 黃陂、 東西湖區還應重點保護耕地, 推廣保護性耕作技術和合理施肥管理措施： 供給能力次之的東湖新技術開發區(化工區) 和經濟技術開發區(漢南區) 是市域工業產業發展聚集區,二者有林地和水域較多, 因此在提升生態用地碳匯效能的同時, 應重視能源結構優化, 通過市場機制篩減高耗能企業, 促進建設用地集約利用以節能減排： 碳匯功能區新洲區經濟發展相對滯后,在發展經濟時應注意主要生態用地有林地、 耕地和水域的保護。

4) 政策保障。 完善空間管制途徑, 協同相關保障舉措。 強化生態管控措施, 通過完善法制建設、 健全監督管理體系、 促進各部門協調合作等更加積極地實施保障[18]。

此外, 本文研究結果有待進一步發展, 碳平衡目標下的區域系統責任問題及分區生態用地數量和空間結構調控方法是進一步研究的方向。