貴州樟江流域生物多樣性保護(hù)優(yōu)先格局評估

收稿日期：2020-05-21

*基金項目： 國家自然科學(xué)基金項目“基于生態(tài)效益的北京城市綠地格局規(guī)劃實施評價”（41901220）; 北京市優(yōu)秀人才培養(yǎng)

資助青年骨干個人項目“基于景觀生態(tài)效應(yīng)的北京城市藍(lán)綠空間規(guī)劃實施評價及優(yōu)化”（2426922000）;北京市

教委科研項目“基于生態(tài)效益的北京城市綠地格局規(guī)劃實施評價”（KM201910016018）

作者簡介：傅微（1988- ）， 女，博士，講師，研究方向為景觀生態(tài)規(guī)劃研究。 E-mail： fuwei@bucea.edu.cn

摘要：文章以貴州樟江流域為典型案例，運用保護(hù)格局優(yōu)化和流域景觀尺度系統(tǒng)保護(hù)規(guī)劃的前沿軟件Zonation4GUI統(tǒng)計46種保護(hù)對象的物種分布，以集水區(qū)為單元，對物種適宜棲息地進(jìn)行基于互補(bǔ)性算法的優(yōu)先排序;結(jié)合城鎮(zhèn)發(fā)展成本、生境退化、優(yōu)先權(quán)重分析等迭代計算，制定兩種高價值保護(hù)優(yōu)先格局和保護(hù)情景方案，評估優(yōu)化前后兩種情景中一、二、三級優(yōu)先區(qū)保護(hù)格局的保護(hù)目標(biāo)實現(xiàn)情況。結(jié)果顯示，在生態(tài)完整性優(yōu)先的保護(hù)格局情景中加入小于6%的優(yōu)先區(qū)域，可增加31.6%的保護(hù)物種完全實現(xiàn)保護(hù)目標(biāo)，全面提高各保護(hù)對象的保護(hù)效率;在城鎮(zhèn)發(fā)展成本參與迭代的保護(hù)情景中加入6%的優(yōu)先區(qū)域，達(dá)到保護(hù)目標(biāo)的保護(hù)對象的比例增加了13.2%，未受保護(hù)的對象清零。因此，通過生物多樣性保護(hù)優(yōu)先格局的整合優(yōu)化可以達(dá)成化解生態(tài)保護(hù)和城鎮(zhèn)發(fā)展用地矛盾、提高保護(hù)成效的目的，對推進(jìn)流域生態(tài)文明建設(shè)和可持續(xù)發(fā)展目標(biāo)實現(xiàn)具有借鑒意義。

關(guān)鍵詞：保護(hù)格局優(yōu)化，流域景觀， 城鎮(zhèn)發(fā)展成本，評估

DOI： 10.12169/zgcsly.2020.05.21.0001

Evaluation of Spatial Prioritization for Biodiversity Conservation

in the Zhangjiang River Basin， Guizhou Province

Fu Wei

（School of Architecture and Urban Planning， Beijing University of Civil Engineering

and Architecture， Beijing 100044， China）

Abstract：With Zhangjiang River Basin as a case， the paper uses Zonation4GUI， the cutting-edge software for Spatial Conservation Prioritization and System Conservation Planning at watershed landscape scale， to make statistics of the distribution of 46 protected species. The prioritization produces a complementarity driven priority ranking of the given adaptive habitat based on each catchment cell. On top of that， by integrating urban development cost， habitat degradation， priority weight analysis and other algorithms， high-value prioritized conservation areas and conservation strategies targeted at two scenarios are mapped out， whereby the conservation efficiency of Class I， II， and III of prioritized conservation patterns under the 2 conservation scenarios before and after optimization is evaluated. The research findings show that by adding less than 6% of priority areas to the conservation pattern scenario featuring prioritized ecological integrity， an increase by 31.6% of protected species can be achieved， fully accomplishing the conservation targets. In the scenario where urban development cost is added in iteration， the adding by 6% of priority areas can witness an increase by 13.2%of the protected species which meet the conservation target， and the number of unprotected species is down to zero. Research shows that the contradiction between ecological conservation and urban development land use can be resolved by optimizing and adjusting the spatial pattern of biodiversity conservation， which can also refine conservation effectiveness. On that account， it is of referential significance to promote the development of watershed-wide ecological civilization and materializing sustainable development.

Keywords： conservation pattern prioritization， watershed landscape， urban development cost， evaluation

一個具有代表性的自然保護(hù)區(qū)格局應(yīng)該保證關(guān)鍵物種的生存和棲息能力、生態(tài)和進(jìn)化過程[1]。但近期的眾多研究結(jié)果表明，“2020年全球生物多樣性目標(biāo)”中的大部分目標(biāo)尚未實現(xiàn)，降低生物多樣性損失率的全球目標(biāo)很可能無法達(dá)成，且短期經(jīng)濟(jì)利益壓倒了保護(hù)目標(biāo)[2-3]，將保護(hù)區(qū)選取在較不適合農(nóng)業(yè)實踐的地區(qū)[4]，現(xiàn)有自然保護(hù)體系空間布局與生物多樣性空間分布匹配性不高[1]。因此，自然保護(hù)區(qū)格局在充分代表生物多樣性方面存在巨大差距[5]，我國自然保護(hù)區(qū)格局在東部和南部存在較大缺口[6]。

保護(hù)格局優(yōu)化研究是系統(tǒng)保護(hù)規(guī)劃的重要方面，最常見應(yīng)用于已有保護(hù)區(qū)格局的優(yōu)化擴(kuò)展建設(shè)[7]。近年來，將城鎮(zhèn)發(fā)展影響納入保護(hù)規(guī)劃和優(yōu)化策略評估，采用保護(hù)格局優(yōu)化來平衡重要生物多樣性區(qū)域的生物地理和社會經(jīng)濟(jì)活動成為研究熱點。人類活動如道路和水利等基礎(chǔ)設(shè)施對環(huán)境的影響遠(yuǎn)遠(yuǎn)超出了區(qū)域發(fā)展足跡，破壞了棲息地，改變了水文環(huán)境[8]。將城鎮(zhèn)發(fā)展因子及生境退化因子進(jìn)行迭代分析，參與自然保護(hù)區(qū)優(yōu)化保護(hù)優(yōu)先級排序[9]，這在空間位置模擬上更具生態(tài)真實性和完整性，保護(hù)格局優(yōu)化效果較好[10]。此外，保護(hù)規(guī)劃人員逐漸意識到城鎮(zhèn)發(fā)展影響可以作為保護(hù)成本的一個重要維度[11]，其原因是保護(hù)受嚴(yán)重影響的種群可能需要更多的資源和時間來恢復(fù)種群并防止進(jìn)一步惡化。城鎮(zhèn)發(fā)展活動造成的生態(tài)損失通常會把在生物多樣性補(bǔ)償（即在其他地方進(jìn)行棲息地恢復(fù)、建立新的保護(hù)區(qū)或其他保護(hù)行動）中所產(chǎn)生的生態(tài)收益作為抵消[12]。將保護(hù)成本整合到保護(hù)的優(yōu)先級排序中對于平衡利益相關(guān)者和建立可行的保護(hù)區(qū)至關(guān)重要[13]。

我國自然保護(hù)區(qū)空間保護(hù)格局優(yōu)化主要以跨行政區(qū)域、山系區(qū)域方式展開判別[5，14]。近年來，由于新增流域尺度水文連通性和確定優(yōu)先保護(hù)地體系引起廣泛關(guān)注[15]、流域范圍內(nèi)地表河流縱向連通性及地下水含水層相互貫通[10]等特點，導(dǎo)致了上游土地開發(fā)利用引發(fā)下游保護(hù)區(qū)內(nèi)水質(zhì)污染[16]和出水量驟減等脆弱問題[17]。因此，迫切需要以流域景觀為單元優(yōu)化自然保護(hù)地獨特的生物多樣性。

在此背景下，以貴州樟江流域景觀為研究區(qū)域，采用Zonation4GUI對已有保護(hù)區(qū)展開保護(hù)格局優(yōu)化，最大化保證瀕危物種數(shù)量和篩選最優(yōu)化保護(hù)空缺;評估生態(tài)價值優(yōu)先情景和社會經(jīng)濟(jì)、生態(tài)因素聯(lián)動機(jī)制情景下的保護(hù)優(yōu)化格局。

1 研究區(qū)域與研究方法

1.1 研究區(qū)域概況

樟江流域面積1 673.9 km2，地跨貴州省黔南布依族苗族自治州荔波、三都縣，屬于珠江流域。樟江流域是中國生物多樣性熱點地區(qū)之一，景觀類型發(fā)育具有典型性、稀有性、脆弱性以及多樣性，為上游、下游提供生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)和生態(tài)產(chǎn)品;是世界范圍內(nèi)喀斯特地貌保存較為完好的區(qū)域，也是長江、珠江上游重要的生態(tài)屏障。但目前對樟江流域優(yōu)先保護(hù)區(qū)域的了解甚少，對現(xiàn)有保護(hù)地網(wǎng)絡(luò)在這一生物多樣性熱點地區(qū)的有效性了解更少。

1.2 研究方法與數(shù)據(jù)來源

基于空間保護(hù)優(yōu)先級劃分和系統(tǒng)保護(hù)規(guī)劃的前沿軟件Zonation4GUI[18]，對研究區(qū)景觀進(jìn)行以互補(bǔ)性為驅(qū)動力的優(yōu)先排序。首先假定從生態(tài)角度來說，最好的做法是保護(hù)整個景觀。然后通過識別、排序、移除總體生物多樣性損失最小的單元的算法順序，條件性地保留景觀;重復(fù)此步驟，直到對整個景觀進(jìn)行排序;通過這一過程保持生物多樣性的全維度性，使其始終保持所有物種和其他生物多樣性特征之間的平衡。最后產(chǎn)生一個空間優(yōu)先排序，從對維持生物多樣性特征平衡最不重要到最重要。

具體保護(hù)優(yōu)先格局優(yōu)化路徑如圖1所示，其中人工預(yù)處理包括對保護(hù)對象名錄及權(quán)重分析、棲息地制圖及分布格局、保護(hù)規(guī)劃單元分析、已有自然保護(hù)地掩膜層制圖。流域內(nèi)已有樟江國家級重點風(fēng)景名勝區(qū)、國家級茂蘭喀斯特森林自然保護(hù)區(qū)和3個縣級自然保護(hù)區(qū)（含核心區(qū)、緩沖區(qū)及實驗區(qū)）。研究采用集水區(qū)單元作為規(guī)劃單元，突出流域生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)的完整性以及流域上下游之間的連續(xù)性，符合物種的自然分布特征，維持保護(hù)對象生境和地貌單元的自然相似性。采用ArcGIS Hydrology工具建立規(guī)劃單元，共包括1 421個集水區(qū)。

1.2.1 保護(hù)對象及目標(biāo)

依據(jù)外業(yè)調(diào)查和黔南州自然保護(hù)區(qū)專家咨詢相結(jié)合的方式，選取研究區(qū)內(nèi)重點保護(hù)對象46種作為生物多樣性代表物種，其中植物38種，動物8種。選取植物種類多的原因有3個方面：其一，樟江流域以典型、豐富、集中的喀斯特原始森林和喀斯特地貌上樟江水系的水景為基礎(chǔ)，流域內(nèi)主要以森林生態(tài)系統(tǒng)與水源涵養(yǎng)林保護(hù)作為重點目標(biāo);其二，受人類旅游活動等影響，野生動物數(shù)量較植被種類少;其三，保護(hù)動物中鷹類物種居多，適宜空間較廣。本研究于2017年9月—2018年1月，以及2018年12月開展外業(yè)工作予以核實。

根據(jù)自然保護(hù)地中對典型性、稀有性、自然性、多樣性、科學(xué)價值、美學(xué)價值（觀賞價值）、社會和經(jīng)濟(jì)價值等方面的指標(biāo)整合保護(hù)對象權(quán)重。如公式（1）所示，選用5個指數(shù)（表1）制定權(quán)重方案，保護(hù)目標(biāo)ATarget值則由保護(hù)權(quán)重值與物種的棲息地面積相乘所得。

W=（Iendangered+Iprotection+Iendemic+Ieconomic+Iarea ）/5（1）

式（1）中， W 是物種的保護(hù)權(quán)重，瀕危等級指數(shù) Iendangered 按物種的瀕危程度打分，保護(hù)等級指數(shù) Iprotection 按國家保護(hù)等級打分，特有性指數(shù) Iendemic 按照國家及地方特有性打分，經(jīng)濟(jì)價值指數(shù) Ieconomic 按照植物的經(jīng)濟(jì)用途打分（很多植物具有藥用、色素、野菜、觀賞、油脂、纖維、蜜源、香料、野果等經(jīng)濟(jì)價值），潛在棲息地面積指數(shù) Iarea 按物種潛在棲息地面積打分。動物不考慮經(jīng)濟(jì)價值，去掉 Ieconomic 后的4項取平均值。

1.2.2 棲息地制圖及分布格局

棲息地空間分布格局采用統(tǒng)計物種分布模型（該模型結(jié)合了物種和自然生態(tài)系統(tǒng)與資源環(huán)境數(shù)據(jù)），預(yù)測棲息地適宜性的連續(xù)圖層，具體為：1）確定植物物種偏好的海拔高程、土壤類型、植物類型;2）確定動物物種偏好的植被類型、海拔高程及土地利用類型，在ArcGIS支持下疊加生成物種適宜棲息地分布圖。提取每種保護(hù)對象的適宜棲息地面積，作為保護(hù)目標(biāo)分析指標(biāo)。

1.2.3 保護(hù)現(xiàn)狀條件和成本分析

流域自然保護(hù)現(xiàn)狀條件采用植被凈初級生產(chǎn)力年平均值2000—2015年趨勢變化作為指標(biāo)，表征生境特征退化情況。成本分布圖基于規(guī)劃單元，選取公路、鐵路、城鎮(zhèn)、農(nóng)村居民點、水壩和已有保護(hù)區(qū)構(gòu)建社會經(jīng)濟(jì)成本指數(shù)，并參考相關(guān)研究[18]。

1.2.4 不同情景下保護(hù)優(yōu)先區(qū)分析及評估

優(yōu)先區(qū)分析考慮已有自然保護(hù)地所占比例，依據(jù)2020年生物多樣性公約《2020后全球生物多樣性框架》，選取樟江流域景觀的30%作為目標(biāo)優(yōu)先區(qū)[12]，對單元進(jìn)行分層排序，每次迭代后逐步刪除最不重要的單元，最終將最高保護(hù)價值區(qū)域的10%分為一級優(yōu)先區(qū)，10%～20%的分為二級優(yōu)先區(qū)，20%～30%的分為三級優(yōu)先區(qū)。

根據(jù)城鎮(zhèn)發(fā)展因素和生態(tài)完整因素的不同維度側(cè)重，引入兩種不同保護(hù)策略情景下的優(yōu)先區(qū)情景：情景1為生態(tài)完整性優(yōu)先的保護(hù)情景，成本層不參與迭代，將高保護(hù)價值規(guī)劃單元建立優(yōu)先保護(hù)格局，最大程度降低生物多樣性損失;情景2為城鎮(zhèn)發(fā)展成本參與迭代的保護(hù)情景，考慮社會經(jīng)濟(jì)與生態(tài)因素之間的聯(lián)動機(jī)制，構(gòu)建生物多樣性保護(hù)優(yōu)先格局。

評估代表物種在優(yōu)化后的保護(hù)地中實現(xiàn)保護(hù)目標(biāo)的程度，計算不同情景下保護(hù)貢獻(xiàn)值 To ，如公式（2）所示。若一種保護(hù)對象o分布在k個規(guī)劃單元中，并且這些規(guī)劃單元被保護(hù)，那么保護(hù)區(qū)域（由這k個規(guī)劃單元組成）對保護(hù)對象o實現(xiàn)其設(shè)定的保護(hù)目標(biāo)的貢獻(xiàn)值就為 To ：

To=Aprotected/Atarget（2）

式（2）中，Aprotected表示保護(hù)對象o在k個規(guī)劃單元中的分布面積，Atarget為保護(hù)對象o的保護(hù)目標(biāo)，當(dāng)To≥1表示保護(hù)目標(biāo)實現(xiàn)。

2 結(jié)果與分析

2.1 生態(tài)完整性優(yōu)先的保護(hù)情景評估

對比現(xiàn)有保護(hù)區(qū)格局，生態(tài)完整性優(yōu)先的保護(hù)情景為（表2）： 1）一級優(yōu)先區(qū)新增面積為92.6 km2，占樟江流域總面積的5.5%，該格局的優(yōu)化可清零9個“未受保護(hù)的物種對象” ，新增區(qū)平均保護(hù)貢獻(xiàn)率達(dá)70.9%，“達(dá)到保護(hù)目標(biāo)的保護(hù)對象”的比例增加了26.1%，全覆蓋所有保護(hù)物種棲息地;2）一、二級優(yōu)先區(qū)新增面積為196.8 km2，占樟江流域總面積的11.8%，“達(dá)到保護(hù)目標(biāo)的保護(hù)對象”的比例增加到63.0%，“達(dá)到一半以下保護(hù)目標(biāo)的保護(hù)對象”數(shù)目從原有27種減少至1種物種;3）所有優(yōu)先區(qū)新增面積為300.9 km2，占流域總面積的18%，“達(dá)到保護(hù)目標(biāo)的保護(hù)對象”的比例為93.5%，“達(dá)到一半以下保護(hù)目標(biāo)的保護(hù)對象”數(shù)目清零。

2.2 城鎮(zhèn)發(fā)展成本參與迭代的保護(hù)情景評估

參考現(xiàn)有保護(hù)區(qū)格局?jǐn)?shù)據(jù)，社會經(jīng)濟(jì)成本參與迭代的保護(hù)情景如表3所示：1）一級優(yōu)先區(qū)新增優(yōu)先保護(hù)格局面積80.7 km2，占樟江流域總面積的4.8%，保護(hù)對象完全實現(xiàn)保護(hù)目標(biāo)的比例增加到17.4%，93.5%的保護(hù)對象其保護(hù)貢獻(xiàn)值有不同程度提高，平均提高率達(dá)39.3%，未受保護(hù)的對象清零;2）一、二級優(yōu)先區(qū)新增面積為186.7 km2，占樟江流域總面積的11.2%，達(dá)到保護(hù)目標(biāo)的保護(hù)對象比例增加到52.2%，保護(hù)貢獻(xiàn)值均有提升，平均提升89.6%，達(dá)到一半以下保護(hù)目標(biāo)的保護(hù)對象數(shù)目減少至1種;3）所有優(yōu)先區(qū)納入新增面積為287.8 km2，占流域總面積的17.2%，達(dá)到保護(hù)目標(biāo)的對象比例可增加到80.4%，達(dá)到一半以下保護(hù)目標(biāo)的保護(hù)對象數(shù)目清零。

對比情景1（圖2）和情景2（圖3）在納入保護(hù)空缺前后保護(hù)對象實現(xiàn)保護(hù)目標(biāo)的變化，可以發(fā)現(xiàn)：1）生態(tài)完整性優(yōu)先情景整體優(yōu)于考慮保護(hù)代價成本的情景。當(dāng)納入一級保護(hù)空缺優(yōu)先區(qū)時，兩種情景在保護(hù)目標(biāo)實現(xiàn)完全保護(hù)的對象比例差距為17.4%，但隨著二級和三級保護(hù)空缺優(yōu)先區(qū)的不斷納入，差距有所減少;最終納入所有保護(hù)空缺后，情景1可實現(xiàn)保護(hù)目標(biāo)的對象數(shù)目大于情景2的數(shù)目，比例相差13.1%。2）兩種情景在納入一級保護(hù)空缺前后未受保護(hù)的對象均清零。作為特有且分布較少的物種，以輻花苣苔（ Thamnocharis esquirolii ）為例，其適宜棲息地在樟江流域內(nèi)所占面積最小（899 m2），已全部納入一級保護(hù)優(yōu)先區(qū)。說明通過互補(bǔ)性算法納入一級優(yōu)先區(qū)可達(dá)到對稀有分布物種的保護(hù)。3）兩種情景納入一級和二級保護(hù)空缺優(yōu)先區(qū)后，達(dá)到保護(hù)目標(biāo)一半以下的數(shù)目僅剩1種，情景1中為異形玉葉金花（ Mussaenda anomala ），情景2中為金貓（ Catopuma temminck ）;最終納入所有保護(hù)空缺后，實現(xiàn)了所有保護(hù)對象均達(dá)到50%以上保護(hù)目標(biāo)。

2.3 兩種情景的特性曲線對比

Zonation平均特性曲線（圖4）顯示了在生境破碎化條件下，按比例去除景觀后，生物多樣性代表特性之間的分布剩余比例的匯總信息。當(dāng)景觀退化比例小于30%時，物種棲息地剩余比例并未發(fā)生較大變化，相對平穩(wěn);前30%的流域景觀持有大約70%的生物多樣性的分布特性。分布不從100%開始的原因在于使用條件層（即生境退化條件層）降低了所有功能的初始分布的水平。當(dāng)景觀退化比例超過70%時，物種棲息地剩余比例出現(xiàn)了急劇下降趨勢;在城鎮(zhèn)發(fā)展成本迭代的情景下，物種棲息地剩余比例衰減速度高于生態(tài)完整性優(yōu)先情景。

3 討論

作為聯(lián)合國教科文組織的世界生物圈保護(hù)地、世界文化和自然遺產(chǎn)，樟江流域已是國際生態(tài)保護(hù)網(wǎng)絡(luò)的一部分。然而，自然保護(hù)地重疊設(shè)置、多頭管理、邊界不清、保護(hù)與發(fā)展矛盾突出等問題依然存在。建立以國家公園為主體的自然保護(hù)地體系接力正是一個良好的契機(jī)。根據(jù)《2020后全球生物多樣性框架》，修改后的樟江流域生物多樣性保護(hù)目標(biāo)，通過自然保護(hù)地體系擴(kuò)增、優(yōu)化和實施，可進(jìn)一步完善生物多樣性保護(hù)體系，達(dá)成化解生態(tài)保護(hù)和城鎮(zhèn)發(fā)展用地矛盾、提高保護(hù)成效的目的。通過區(qū)域生物多樣性資源稟賦研究、保護(hù)現(xiàn)狀研究、保護(hù)空缺分析，以及對比優(yōu)化效果分析，建議將當(dāng)前各級各類自然保護(hù)地歸類到新提出的3類自然保護(hù)地類型中，以滿足可衡量的保護(hù)目標(biāo)：以茂蘭國家公園為主體（研究區(qū)域內(nèi)前10%的一級優(yōu)先區(qū)），以樟江主河道自然保護(hù)區(qū)為基礎(chǔ)（研究區(qū)域內(nèi)10%～20%的二級優(yōu)先區(qū)），輔以各類自然公園（研究區(qū)域內(nèi)20%～30%的三級優(yōu)先區(qū)），3種類型的管理應(yīng)區(qū)別對待。值得注意的是，城鎮(zhèn)發(fā)展成本探討是必要的，但在自然生境不斷破碎化和無法適應(yīng)大規(guī)模干擾的情況下，生態(tài)完整性優(yōu)先保護(hù)仍優(yōu)于考慮城鎮(zhèn)發(fā)展成本的情景，畢竟在其他地方新增保護(hù)區(qū)抵消因生物多樣性熱點區(qū)域退化所造成的生態(tài)損失是減災(zāi)層次的最后一個階段。因此，國家公園內(nèi)應(yīng)限制人類干擾，完全避免生態(tài)損失;在自然保護(hù)區(qū)中，應(yīng)通過合理的項目工程設(shè)計盡量減少生態(tài)損失;在自然公園中，生態(tài)恢復(fù)應(yīng)開展就地棲息地恢復(fù)活動，以原保護(hù)區(qū)村組干部、積極分子組建保護(hù)區(qū)資源委員會，增強(qiáng)干部、群眾自然保護(hù)的自覺意識，社區(qū)共管與生態(tài)旅游補(bǔ)充收入來源，開展環(huán)境容量評估。

本研究結(jié)果與其他使用空缺分析[19]、熱點識別[20]和系統(tǒng)保護(hù)規(guī)劃[21]在全國范圍內(nèi)開展的評估結(jié)論一致，在中國西南生物多樣性熱點地區(qū)，保護(hù)區(qū)的劃分尚無法完整代表生物多樣性和保護(hù)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)。Chi等[20]發(fā)現(xiàn)中國西南部作為受威脅中藥材的熱點地區(qū)，在現(xiàn)有自然保護(hù)區(qū)內(nèi)代表性不足。樟江流域內(nèi)石山木蓮（ Manglietia calcarea）和狹葉含笑（Michelia angustioblonga） 的分布數(shù)量極少，是物種完整代表性的保護(hù)空白，注重對此類植物的保護(hù)也可以更好地保護(hù)其他物種[22]。Zonation 4GUI中采用的互補(bǔ)算法能更好地篩選、優(yōu)化和保護(hù)物種的稀有性和代表性，互補(bǔ)算法下樟江流域生物多樣性保護(hù)優(yōu)先格局評估均呈現(xiàn)：在現(xiàn)有格局中加入小于6%的一級優(yōu)先區(qū)域，所有代表物種均受到保護(hù);加入小于15%的一、二級優(yōu)先區(qū)域，達(dá)到一半以上保護(hù)目標(biāo)和達(dá)到保護(hù)目標(biāo)的保護(hù)對象占總數(shù)近98%;加入約24%的所有優(yōu)先區(qū)域，兩種保護(hù)策略完全實現(xiàn)保護(hù)目標(biāo)的對象比例分別為97.4%和89.5% ，且保護(hù)對象均實現(xiàn)達(dá)到至少一半以上的保護(hù)目標(biāo)。因此，本文評估成果將有助于西南地區(qū)生物多樣性保護(hù)優(yōu)先格局的體系整合、優(yōu)化、調(diào)整，評估方法對于景觀流域尺度生物多樣性保護(hù)優(yōu)先格局評估具有一定借鑒意義，量化人類活動的影響對生物多樣性保護(hù)優(yōu)先格局評估有著重要研究意義。

參考文獻(xiàn)

[1]

史雪威，張路，張晶晶，等.西南地區(qū)生物多樣性保護(hù)優(yōu)先格局評估[J].生態(tài)學(xué)雜志，2018，27（12）：3721-3728.

[2]FULLER R A，IRVINE K N，DEVINE-WRIGHT P，et al.Psychological benefits of greenspace increase with biodiversity[J].Biology Letters，2007，3（4）：390-394.

[3]NORI J，LESCANO J.N.，ILOLDI-RANGEL P，et al.The conflict between agricultural expansion and priority conservation areas：Making the right decisions before it is too late[J].Biological Conservation，2013，159：507-513.

[4]PRESSEY R L，WHISH G L，BARRETT T W，et al.Effectiveness of protected areas in north-eastern New South Wales：recent trends in six measures [J].Biological Conservation，2002，106（1）：57-69.

[5]SNCHEZ-FERNNDEZ D，ABELLN P.Using null models to identify under-represented species in protected areas：A case study using European amphibians and reptiles [J].Biological Conservation，2015，184：290-299.

[6]ALBERT C，F(xiàn)RST C，RING I，et al.Research note： Spatial planning in Europe and Central Asia - Enhancing the consideration of biodiversity and ecosystem services[J].Landscape and Urban Planning，2020，196：103741.

[7]MARGULES C R，PRESSEY R L.Systematic conservation planning[J].Nature，2000，405：243-253.

[8]FAN M，SHIBATA H，CHEN L.Spatial conservation of water yield and sediment retention hydrological ecosystem services across Teshio watershed， northernmost of Japan[J].Ecological Complexity，2018，33：1-10.

[9]SNALL T，LEHTOMAKI J，ARPONEN A，et al.Green infrastructure design based on spatialconservation prioritization and modeling of biodiversity features and ecosystem services[J].Environmental Management，2016，57：251-256.

[10]MOILANEN A，WILSON K A，POSSINGHAM H P.Spatial conservation prioritization：quantitative methods & computational tools[M].New York：Oxford University Press，2009.

[11]ARPONEN A，CABEZA M，EKLUND J，et al.Costs of integrating economics and conservation planning[J].Conservation Biology，2010，24：1198-1204.

[12]MCKENNEY B A，KIESECKER J M.Policy development for biodiversity offsets：a review of offset frameworks[J].Environmental Management，2010，45：165-176.

[13]JALKANEN J，TOIVONEN T，MOILANEN A.Identification of ecological networks for land-use planning with spatial conservation prioritization[J].Landscape Ecology，2019，35：353-371.

[14]馬琳，李俊清.基于系統(tǒng)保護(hù)規(guī)劃的長白山闊葉紅松林保護(hù)網(wǎng)絡(luò)優(yōu)化研究[J].生態(tài)學(xué)報，2019，39（22）：8547-8555.

[15]AGARDY T，DI SCIARA G N，CHRISTIE P.Mind the gap：addressing the shortcomings of marine protected areas through large scale marine spatial planning[J].Marine Policy，2011，35（2）：226-232.

[16]王歷，周忠發(fā)，侯玉婷，等.基于投影尋蹤聚類模型的喀斯特地區(qū)水環(huán)境質(zhì)量評價分析：以荔波縣樟江為例[J].水利水電技術(shù)，2018，49（3）：111-118.

[17]ZHANG X，VINCENT A C J.Conservation prioritization for seahorses （ Hippocampus ?spp.）at broad spatial scales considering socioeconomic costs[J].Biological Conservation，2019，235：79-88.

[18]LEHTOMKI J，TOMPPO E，KUOKKANEN P，et al.Applying spatial conservation prioritization software and high-resolution GIS data to a national-scale study in forest conservation[J].Forest Ecology and Management，2009，258：2439-2449.

[19]Guo Z L，Cui G F，Zhang M L，et al.Analysis of the contribution to conservation and effectiveness of the wetland reserve network in China based on wildlife diversity[J].Global Ecology and Conservation，2019，20：e00684.

[20]CHI X L，ZHANG Z J，XU X T，et al.Threatened medicinal plants in China：distributions and conservation priorities[J].Biological Conservation，2017，210：89-95.

[21]Zhang L B，Luo Z H，Mallon D，et al.Biodiversity conservation status in Chinas growing protected areas[J].Biological Conservation，2017，210：89-100.

[22]張則瑾，郭焱培，賀金生，唐志堯.中國極小種群野生植物的保護(hù)現(xiàn)狀評估[J].生物多樣性，2018，26（6）：572-577.