面向湖泊生態系統健康維護的生態管控分區研究
——以紅楓湖流域為例

蔣 嘯,周 旭,肖 楊,羅 雪,楊大方

貴州師范大學地理與環境科學學院, 貴陽 550025

在全球水生態危機頻發的背景下,湖泊生態系統健康理論作為銜接湖泊科學、生態學、水文學的關鍵紐帶,為湖泊流域管理提供科學依據[1-4]。20世紀80年代,Schaeffer和Rapport認為健康的生態系統具有維持其組織結構、自我調節和對脅迫的恢復能力,可為人類提供良好的生態系統服務功能[5-6]。迄今,國內外湖泊生態系統健康方面的研究成果豐碩,研究重點已由理論概念轉向評價指標體系及評價方法[7],但目前多數研究在評價后并未提出具有可行性的管控方案。

生態管控分區是地學分區面向生態領域的發展和應用。國際水環境治理實踐表明生態管控分區是當前水環境管理的趨勢之一[8-9]。在辨析流域生態敏感性和生態系統服務功能空間分布差異的基礎上劃定生態管控分區,是協調復合生態系統發展與環境保護關系的需要,為引導流域空間的合理發展提供強有力的支撐。生態管控分區有助于實現流域生態系統健康這一終極目標,是我國生態文明建設的重要內容[10],符合國家水污染控制與治理重大專項提出的“分區、分類、分級、分期”的水環境治理和管理的理念。隨著遙感與地理信息系統等技術的發展,從地理數據結構特征出發的定量、半定量分區方法規避分區的主觀判斷問題而被廣泛應用[11-13]。趙海霞等從水生態健康維護的視角構建水生態敏感性和水生態壓力分區指標體系,劃定巢湖環湖空間開發管制分區[14]。謝花林等從生態敏感性、生態服務功能重要性辨析空間差異,劃定生態空間[15]。目前,以湖泊生態系統健康維護為導向的研究正逐步開展,而針對貴州高原湖泊生態系統健康維護的生態管控分區卻鮮少涉及。

紅楓湖屬于高原喀斯特深水湖泊,流域生態系統脆弱,加之當前貴安新區高強度的城鎮化建設與農業開發活動,其湖泊水環境形勢嚴峻,相繼出現湖泊面積萎縮、邊坡硬質化、水質退化、面源污染等生態環境問題[16]。紅楓湖還是貴陽市重要飲用水源地之一,湖泊生態系統健康狀況及飲用水安全已引起當地管理部門和學者的高度重視。總結10年來紅楓湖水污染治理經驗表明,由于夸大受損生態系統的自我修復能力,重污染控制、輕生態修復,全湖無分區對待,導致其生態治理和修復效果有限[17]。因此,明確以湖泊生態系統維護為目標生態管控分區,從全流域的視角關聯水陸生態系統,有助于科學合理的開發湖泊資源、協調湖泊生態系統結構和功能,對維護湖泊生態系統健康,實現生態社會的可持續發展具有重要意義。

1 研究區概況

紅楓湖流域位于貴陽市至貴安新區的水陸連通帶及建成區與農耕區交錯帶(106°19′—106°28′E、26°26′—26°35′N),如圖1所示。流域面積約1596.0 km2,近五年,湖泊面積縮減至32.2 km2,庫容降至4.1億m3。流域高原喀斯特地貌特征凸顯[18],景觀破碎,易受人類活動的干擾和破壞,生態系統自然恢復速度緩慢且難度較大。紅楓湖主要入湖支流包括羊昌河、麻線河、后六河、麥翁河。20世紀90年代,紅楓湖由于過度開發,曾爆發大面積的藍、綠藻水華事件,湖泊生態系統受損嚴重[17]。為維護湖泊生態系統健康,扼制水華事件再次爆發,貴陽市先后實施兩個水污染治理五年規劃(2008—2012,2013—2017),積極推進“一湖一策”治理,使紅楓湖水質得到有效提升。

圖1 研究區地理位置

2 數據來源與方法

2.1 數據來源

紅楓湖湖泊生態系統健康評價指標數據主要來源于野外實地調研、統計數據收集、遙感數據解譯。水質、生物指標數據來自2017年逐月開展的7個湖區監測點、4個入湖監測點的實地采樣數據。生態敏感性及生態服務功能評價指標數據主要通過DEM數據、氣象數據、NPP數據、土壤數據、遙感影像等計算獲取。其中DEM數據、2017年Landsat8 OLI遙感影像下載于地理空間數據云(http://www.gscloud.cn),氣象數據下載于中國氣象數據網(http://www.data.cma.cn),NPP數據采用美國蒙大拿大學(NTSG)提供的2000—2017年MOD17A3數據,中國土壤數據集(HWSDv1.1)下載于寒區旱區科學數據中心(http://data.casnw.net/portal/),2017年土地利用類型數據通過Landsat8 OLI影像目視解譯所得。為更詳細的表達空間差異性,提高分區結果的可靠性,以200 m×200 m的格網為單元進行單要素和多要素的綜合評價。

2.2 湖泊生態系統健康評價方法

水利部印發的《湖泊健康評估指標、標準與方法(試點工作)1.0版》(后簡稱為《標準》)是當前較為全面反映湖泊健康的評價體系,而被廣泛應用,且實踐證明該指標體系能夠科學合理的表征我國湖泊生態及功能特點[19-20]。本文參考《標準》提出的湖泊健康評價體系再結合紅楓湖的生態狀況,新增換水周期、湖泊補給系數、重金屬潛在風險程度指標共計16個指標,涵蓋水文水資源、物理結構、水質、生物、社會服務5個方面,指標體系及指標評分結果如表1所示,用于診斷紅楓湖湖泊生態系統健康狀況。鑒于《標準》里已對各指標的計算方法及其評價依據、指標權重作詳盡的描述,故嚴格參照《標準》對各指標進行計算、賦分量化,根據綜合分值評估湖泊健康狀況。湖泊健康分為理想狀況、健康、亞健康、不健康、病態5個等級,湖泊健康評估分級標準如表2所示。

表1 紅楓湖湖泊生態系統健康評估指標體系及指標評分結果

表2 湖泊健康評估分級標準

2.3 生態敏感性及生態服務功能評價方法

現階段以流域為控制單元的生態管控中更多的強調分區內部的生態敏感性及生態服務功能的空間差異,維護流域生態系統健康的同時,兼顧生態社會的可持續發展。根據《生態保護紅線劃定指南》[22]并結合紅楓湖流域自然生態現狀,對生態敏感性及生態服務功能進行評價,具體評價方法如表3所示。根據2017年開展的野外實地調研發現,紅楓湖流域農業面源污染現象嚴峻,應將農業面源污染的關鍵指標總磷、總氮納入考慮。采用土壤保持服務能力指數計算土壤保持功能[22],采用生境多樣性評價方法評價生物多樣性保護功能[22],參考趙同謙等的方法評估水源涵養功能[26-27],采用生態彈性度指數評價生態恢復功能[13]。

表3 生態敏感性及生態服務功能評價方法

將單指標生態敏感性和單指標生態服務功能評價結果進行標準化,劃分為低、較低、中、較高、高5個等級,采用析取算法得到綜合生態敏感性和綜合生態服務功能空間分布,并將其劃分為低、較低、中、高4個等級,計算公式如下[29]：

ELsen=Max(TN,TP,W,Si)

ELser=Max(Spro,Sbio,Q,E)

式中,ELsen表示綜合生態敏感性用地指數,ELser表示綜合生態服務功能用地指數。

2.4 基于SOFM神經網絡的生態管控分區

由于無法比較單指標生態敏感性和單指標生態服務功能對綜合敏感性及綜合生態服務功能的貢獻比,因此不涉及權重差異。為保證分區的客觀性、準確性,選用SOFM自組織特征映射模型(Self-Organizing Feature Maps,SOFM)進行空間聚類。SOFM是一種將高維度數據集映射到低維度并按數據間相似關系進行聚類的網絡模型。SOFM模型與傳統分類方法相比,能在保持數據拓撲結構不變的前提下進行聚類[11-12,30]。本文運用MATLAB神經網絡工具箱構建SOFM網絡模型,將標準化的生態敏感性及生態服務功能指標作為輸入層進行訓練,最大循環次數為1000次,分類類別依次設置為3、4、5,依據生態系統空間分異規律、空間連續性、區域管理可行性優選分區方案,滿足區內相似和區際差異要求,確保分區界線清晰和完整。

3 結果與分析

3.1 紅楓湖湖泊生態系統健康評價

紅楓湖湖泊生態系統健康評價結果如圖2所示,各單指標評分如表1。經過加權計算,水文水資源評分約73.8分,屬健康狀態,最低生態水位滿足狀況堪憂。物理結構評分僅有37.0分,屬不健康狀態,現狀湖泊面積與建庫初期湖泊面積相比萎縮率高達44.0%,其中降雨徑流補給減少、圍湖造田、河道淤積是造成湖泊面積萎縮、河湖聯通性較低的重要原因。水質評分約60.0分,存在亞健康風險,其飲用水源地水質基本達標,水體處于中營養化狀態,但以后六河為代表的入湖支流水質超標,重金屬潛在污染風險較高[21]。生物評分約70.1分,屬健康狀態,浮游植物、浮游動物、魚類、水生植物覆蓋度評分較均衡,僅無脊椎生物完整性評分較低。從社會服務指標看,紅楓湖評分高于83.0分,水功能區達標率較高,公眾對紅楓湖的社會服務基本能達到滿意程度,水資源開發利用強度較大。綜合水文水資源、物理結構、水質、生物、社會服務指標得到紅楓湖湖泊生態系統健康評分為68.4分,屬于健康狀態,存在亞健康風險,其中物理結構成為威脅紅楓湖湖泊生態系統健康的主要因子。

圖2 紅楓湖湖泊生態系統健康評價雷達圖

3.2 紅楓湖流域生態敏感性評價

紅楓湖流域生態敏感性單指標評價結果如圖3所示。地表徑流輸入是湖泊生態系統中總氮的重要來源,其挾帶的陸源氮營養導致湖泊生態系統中氮營養的時空分布差異[31]。紅楓湖流域總氮敏感性空間分布差異明顯,高、較高敏感區集中分布于麥翁河及羊昌河上游,中敏區零星遍布全流域,較低、低敏區則主要分布于東南部麻線河和北部飲用水源地周圍。

圖3 單指標生態敏感性空間分布圖

湖泊生態系統是磷元素的主要滯留區域,磷是水質惡化、湖泊富營養化的關鍵因子[31]。紅楓湖流域總磷敏感性較低,低、較低、中度敏感區面積累積比例達80.0%,低敏區集中于飲用水源地周圍,高敏區極少僅占流域面積的3.5%,分布于羊昌河北部支流。

石漠化地區生態環境脆弱,地表水資源分布不均,調蓄能力較弱,且農藥殘留物直接滲入地下造成水污染,因此,石漠化敏感性是喀斯特地區開展湖泊生態系統健康維護不容忽視的環境特征。經過多年治理,紅楓湖流域石漠化生態恢復效果較好,流域以石漠化不敏感區為主,其次為較低敏感區,較低敏感區零星分布于麥翁河、羊昌河、麻線河上游陡坡地區,敏感區分布極少,不足流域面積的2.2%。

水體污染敏感性反映湖泊水體受外界污染的風險程度,一般認為水體污染敏感性主要與湖濱帶土地利用類型及距離有關[14]。水體污染高敏感區分主要分布于紅楓湖東南部麻線河中游及下游地區,低敏感區則主要位于麥翁河沿岸。

紅楓湖流域綜合生態敏感性面積占比較均勻(圖4),高敏感區集中分布于流域西南部羊昌河流域,即紅楓湖上游,該區域廣布旱地、水田,化肥農藥施用量較高；中敏感區除大面積分布于麥翁河流域外,零星散布于其他流域；較低敏感區成為中敏感區和低敏感區的過渡帶；低敏感區則主要分布于流域北部飲用水源地周圍及流域東南部麻線河上游。可見,經過長期水污染治理,飲用水源地周圍植被覆蓋度較高,人類活動對水環境的負向作用基本遏制,但該區域瀕臨水體,仍是湖泊生態系統健康維護的關鍵區域。

圖4 綜合生態敏感性空間分布圖

3.3 紅楓湖流域生態服務功能評價

紅楓湖流域生態服務功能單指標評價結果如圖5所示。土壤保持功能與湖泊水環境污染密切相關,土壤侵蝕不僅增加水體渾濁度,還是面源污染的重要載體。紅楓湖流域土壤保持功能空間分布整體呈破碎狀,分布特征不明顯。從面積統計看,中值區、較高值區分布相當,各占紅楓湖流域面積的30.3%左右。流域地勢南高北低、西高東低,以森林為主的高植被覆蓋區集中于流域南部,土壤保持功能較高,而流域北部人類活動頻繁,土壤保持功能較低。

圖5 單指標生態服務功能空間分布圖

良好的水源涵養功能是湖泊生態系統水源補給的重要保障。紅楓湖流域水源涵養功能表現出明顯的空間異質性和過渡性。流域以低值區為主,連片集中分布于流域西部,占流域面積的46.3%,其次為較低值區,零星遍布全流域。高值區、較高值區集中分布于流域南部羊昌河、麻線河、后六河上游及流域北部湖區入口,占流域面積的14.1%。中值區、較高值區、高值區空間分布則呈現出明顯的過渡性。

生物多樣性變化一定程度上能夠反映湖泊生態系統中水文變化程度,對水資源的調度具有參考意義[32]。生物多樣性保護功能空間分布南北差異明顯,低值區集中分布于流域北部,高值區、較高值區則集中分布于流域東南部麻線河上游,流域西南部羊昌河、麥翁河上游地形起伏度較大地帶,較低值區則主要分布于流域中部準保護區以內,該區域海拔相對較低,地勢平坦,為人類活動的集中區域,中值區則散落分布于支流沿岸。

生態系統恢復功能以中值區和較高值區為主,占流域面積的66.8%,遍布整個流域,高值區集中于流域北部湖區周圍,零星散落于流域南部,較低值區主要分布于流域中部及西南部。

紅楓湖流域綜合生態服務功能以低值區為主(圖6),約占流域面積的56.3%,成片分布于流域西南部,該區域地勢起伏較大,斑塊破碎；較低值區面積僅占5.5%；中值區及高值區交叉分布于流域東南部,該區域海拔較高,林草地密集分布,受人類活動擾動較小。對比生態敏感性及生態服務功能空間分布可知,流域西部呈現出明顯的高敏低服務功能特征,該區域地勢相對平緩,農業種植活動及城鎮開發活動的擾動,一定程度上限制了生態系統服務功能的供給。

圖6 綜合生態服務功能空間分布圖

3.4 生態管控分區

利用SOFM神經網絡模型對生態敏感性及生態服務功能共8項指標進行空間聚類,當SOFM聚類為4類時,空間自相關Morans指數為0.59,Z值遠高于0.01顯著性水平，臨界值為2.58,表現出明顯的全局自相關性,說明聚類結果滿足區內相似和區際差異要求,能夠反映生態空間差異特征。根據流域生態敏感性及生態服務功能差異、發展和資源利用需求,結合空間聚類結果、野外實地調研情況和及空間區劃原則將紅楓湖流域劃為優先控制區、重點控制區、緩沖控制區、一般控制區,如圖7所示。

圖7 紅楓湖流域生態空間管控區劃示意圖

優先控制區占流域面積的15.8%,主要分布于紅楓湖飲用水源地一、二級保護區內,該區域表現為低生態敏感性和低生態服務功能,與2008—2012年、2013—2017年實施的污水治理專項相關,該區域居民點已搬離,工業企業已逐步關?；虬犭x,但歷史遺留的重金屬污染仍然嚴峻。因瀕臨湖泊水體,該區域是湖泊生態系統健康維護的關鍵區域,應實施封閉管理,退田造湖,控制周邊建設與生產活動對湖泊岸線的侵占,增加環湖監測頻次,保證湖泊水質水量,加強歷史遺留污染治理,推進生態修復工程,核查現有截污治污設施,落實環湖截污管道的閉合運用,進一步完善環湖截污系統。

重點控制區占流域面積的6.5%,集中分布于優先控制區外圍及支流沿岸,是修復和維護湖泊生態系統中水文水資源和物理結構指標的重點區域。一方面應對底泥淤積厚度較大的支流河段進行清淤,發揮河湖聯通的優勢,引水入湖保證水質水量,緩解湖面萎縮；另一方面該區域水體污染敏感性較高,應加強湖濱(河岸)帶的維護,引導種植結構調整,強化湖濱(河岸)帶植物、大型水生植物對陸域污染物的阻隔作用,實施嚴格的環境準入條件和污染排放標準,在提升支流水質的基礎上開展生態修復。

緩沖控制區占流域面積的26.4%,主要分布于紅楓湖流域上游高海拔地區,該區域生態敏感性較低而生態服務功能較高,水源涵養能力較高、物種豐富、受損后恢復力較強,受人類擾動較低,是流域的天然生態安全屏障,應加強該地區水源涵養林的保護。

一般控制區占流域面積的51.3%,遍布流域上游,生態敏感性較高而生態服務功能較低。農業用地是該區域的主要土地利用類型,粗放型農業生產使該區域總氮和總磷敏感性較高,人類擾動強烈,其水源涵養功能、生態恢復功能較低。一般控制區應加強農業面源污染治理,引導粗放型種植方式向集約型轉變,完善各行政村的污水收集系統,實現生活污水的源頭控制,積極推進生態修復工程,構筑流域生態安全屏障,推進資源有序利用和保護性開發。

4 討論與結論

4.1 討論

湖泊生態系統健康評價側重于水域環境,同時生態敏感性和生態系統服務也是揭示生態系統健康的重要指標[33],更多的側重于陸域環境。流域是水域、陸域高度關聯和互饋的有機整體,高原湖泊流域中水域與陸域的物質和能量交換強烈,水域對陸域環境變化響應敏感。紅楓湖湖泊生態系統診斷為健康(評分為68.4),屬防治結合型湖泊,發展與保護矛盾突出。生態敏感性及生態服務功能空間差異顯著,表明陸域生態系統結構不合理,生態敏感性較高、高的區域易引發湖泊生態系統的惡化,而生態服務功能較高、高的區域有助于平衡水陸物質和能量交換、益于生物多樣性保護、具備較強的受損恢復能力。同時,湖泊生態系統健康是流域生命力的重要體現,生態服務功能依賴于健康的湖泊生態系統。本研究中,以湖泊生態系統健康評價結果為導向,生態敏感性和生態服務功能為基礎的生態管控分區的重點任務是調結構、轉方式,消除現存及歷史遺留污染源,逐步修復生態系統。

地學分區思想已被廣泛用于水環境管理的各方面,包括水功能分區、水環境功能分區、水生態地理分區、生態分區等,因其區劃依據和目標的不同,各分區優缺點凸顯。本文在借鑒已有研究成果的基礎上,以生態敏感性及生態服務功能空間差異進行SOFM聚類分區,其分區結果體現湖泊型流域以湖泊為核心的圈層結構特征,由湖泊水體向外依次為優先控制區、重點控制區、緩沖控制區或一般控制區,管控級別遵循優先控制區>重點控制區>緩沖控制區>一般控制區。空間尺度方面,陸域與湖泊生態系統關聯,生態敏感性及生態服務功能差異是水文水資源、湖濱帶結構、湖泊面積、魚類、大型水生植物、富營養狀態、生物量等的重要決定因子[34]。本文生態管控分區響應水污染治理與重大專項提出的“分區、分類、分級”的科學問題,在國土空間規劃體系中為上層規劃提供科學依據,是尋求湖泊型流域生態環境可持續發展的空間管控途徑探索,為生態文明建設提供案例支撐。

本研究是湖泊生態系統健康評價結果的應用初探,參考《標準》改進后的評價體系完整的、系統的識別紅楓湖湖泊生態系統健康問題。然而,由于長時序監測數據獲取困難,本文僅對紅楓湖湖泊生態系統健康現狀作評價,今后還需完善生態管控分區對湖泊生態系統健康變化的影響。此外,水循環是連接水域、陸域各項生態過程的紐帶,學界普遍認同流域層面的統籌管理更有利于水環境質量提升,但由于水陸耦合機制研究尚不成熟,本文未能充分闡述水陸關聯。后續須著重收集基礎數據,通過模型機理識別水域生態系統對陸域生態系統的響應,依托水陸耦合機理統籌流域綜合管理。

4.2 結論

(1)紅楓湖生態系統健康評分為68.4分,屬健康狀態。水文水資源、物理結構、水質、生物、社會服務準則層中,物理結構(評分37.0分)成為威脅湖泊生態系統健康的主導因子,湖泊萎縮嚴重,河湖連通狀況較差,湖濱帶植被蓋度較小,人類活動擾動程度較高；水質指標中(評分為60.0分),重金屬潛在污染風險較高,是水質提升的關鍵。

(2)紅楓湖流域生態敏感性及生態服務功能空間分布差異明顯,生態環境脆弱,生態服務功能較低。生態敏感性高值區主要分布于流域上游,飲用水源地因持續開展水污染治理,生態本底較好,生態敏感性較低。生態服務功能高值區主要分布于流域南部,羊昌河、麻線河支流沿岸人口密集區域。

(3)紅楓湖流域生態管控分區劃為優先控制區、重點控制區、緩沖控制區、一般控制區。面積比例為一般控制區51.3%>緩沖控制區26.4%>優先控制區15.8%>重點控制區6.5%,管控力度遵循優先控制區>重點控制區>緩沖控制區>一般控制區。紅楓湖流域屬防治結合型流域,發展與保護矛盾突出,生態管控分區的重點任務是調結構、轉方式,逐步修復生態系統。