山東省自然生態空間系統化識別與差異化管控研究

呂彥瑩,王曉婷 ,于新洋,2,孔祥斌,齊 偉,*

1 山東農業大學資源與環境學院, 泰安 271018

2 中國科學院地理科學與資源環境研究所, 北京 100101

3 中國農業大學 土地科學與技術學院, 北京 100193

城市化背景下,生態系統遭到人類活動的破壞,區域的生態空間減少嚴重。系統化識別自然生態空間并進行差異化管控[1]可以更好地建設和保護國土空間生態資源,實現區域的可持續發展。長期以來,自然資源的粗放利用和城市擴張使得生態資源保護形勢嚴峻,國土空間用途管制新機制亟待探索。明確生態屏障、生態廊道和生態系統保護格局,確定生態保護與修復的重點區域是保護的自然空間和國土生態資源的基礎,目前我國構建生態空間上存在生態系統思想體現不足,難以承擔生態底線作用的問題[1]。因此,從維護區域生態系統安全和質量的角度出發識別自然生態空間,明確各級需要保護的生態空間布局,并實行差異化管控[1,2]成為生態文明建設的必然要求。

自然生態空間的構建和管控必須嚴守生態安全格局的底線思維[2—3],應將所有需要保護和合理利用的重要生態功能和生態脆弱敏感區域納入自然生態空間范圍,使得跨區域的自然生態空間能夠有效連接[4]。遵循景觀生態學中格局與過程相互反饋的原理,識別生態系統可以保障生物生存安全的關鍵區域、節點和廊道,并落實于具體的空間位置[5]。突破國土空間規劃中“一核五圈四帶”等思維定式[1],基于效率和品質構筑生態安全格局并實行差異化管控成為當前發展的必然趨勢。在模式構建方面,國內外學者通過生態功能評價[6—8]、形態學[9]、生態紅線劃定[10]等方面來進行生態安全格局構建,逐步形成了“源地識別—阻力面構建—廊道提取”的主流范式[11—13]。在差異化用途管控方面,當前研究多集中在探索中尺度的用途管控理論和制度方面[14],自然空間的連續性和生態系統服務的空間流動性決定了在大尺度上更需要進行差異化管控研究。山東省土地利用集約化程度高,生產、生活、生態空間沖突明顯。本研究以山東省為研究區,集成地理信息模型與方法,耦合格局和過程[15],根據生態重要性和敏感性系統化識別重要生態空間,構建完整的生態網絡,并有針對性的分類提出用途管制措施,為更好的建設和保護國土生態資源和發揮省級國土空間規劃的戰略性指導作用提供參考。

1 研究方法與數據來源

1.1 研究區概況

山東省處于中緯度沿海地區(34°22.9′—38°24.01′N,114°47.5′—122°42.3′E),北臨渤海,東部和南部被黃海環繞,南部與安徽省、江蘇省接界,西部與河南省連接,是一個海陸兼備的省份。全省陸地面積15.79萬km2,占全國總面積的1.66%。山東省中部山區地勢較高,西南、西北部平原區地勢平坦,形成以山地丘陵為主、平原盆地交錯環列其間的地形環境,是探討自然生態空間系統化構建與差異化管控研究的理想區域。立足于省域資源環境稟賦和社會經濟發展要求,明確生態屏障、生態廊道和生態系統保護格局,確定生態保護與修復的重點區域,構建系統化的自然生態空間十分必要。

1.2 數據來源與預處理

本研究采用多源數據,包括土地利用數據、高程和坡度數據、MODIS 植被凈初級生產力數據(Net Primary Productivity,NPP)、土壤數據等。土地利用空間分布數據來自于中國科學院資源環境科學數據中心；數字高程模型(DEM)數據來自國家基礎地理數據中心；植被凈初級生產力數據采用美國地質調查局地球資源環境觀察和科學中心的 MODIS17A影像；土壤數據來自于世界土壤數據庫(HWSD)。由于研究區域范圍較廣,本研究的基本空間單元為1 km的柵格數據。

1.3 研究方法

本研究技術路線圖如圖1所示,結合山東省地域特征,通過生態服務功能重要性和生態環境敏感性評價,提取具有重要生態價值的斑塊,識別生態源地,利用夜間燈光指數修正基于土地利用類型和人為干擾程度賦值的基本阻力面,通過最小累積阻力模型識別并區分關鍵生態廊道和優化生態廊道,以構建山東省自然生態空間,并提出差異化的管控措施。

圖1 技術路線圖

1.3.1生態服務重要性評價

生態系統服務是生態安全的前提和保障,一個地區生態系統服務價值越高,其生態環境越好,抵抗生態風險的能力也越高。根據山東省自然特征,從水源涵養、土壤保持、固碳釋氧、生境維持四個方面評價生態服務功能重要性,并篩選出具有較高價值的斑塊。

水源涵養能力是生態系統通過特有的結構與水互相作用,對降水進行截留、滲透、蓄積,并通過蒸散發實現對水循環的調控。本文采用生態系統水源涵養能力指數的方法,具體表達式為：

WR=NPPMEAN×Fsic×Fpre(1-Fsio)

式中,WR為生態系統水源涵養服務能力指數, NPPMEAN為多年植被凈初級生產力平均值,Fsic為土壤滲流因子,Fpre為多年平均降水量因子,Fsio為坡度因子[16]。

土壤保持功能是一項基本的陸地生態功能,反映了區域應對特定侵蝕并保持生態安全的水平。目前國內最常用的是采用通用水土流失方程(RUSLE)計算水土保持量,表征研究區域土壤保持的重要程度。采用RUSLE(修正土壤流失方程模型)進行土壤保持服務能力的評價,反映區域應對特定侵蝕并保持生態安全的水平。具體表達式為：

Ac=Ap-Ar=R×K×L×S×(1-C)

式中,Ac為水土保持量(t hm-2a-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(MJ mm hm-2h-1a-1);K為土壤可蝕性因子(t hm2MJ mm)；L、S為地形因子,L表示坡長因子,S表示坡度因子；C為植被覆蓋因子[17]。

固碳釋氧能力是綠色生態系統功能服務能力的直接體現,綠色植物通過光合作用釋放氧氣,產生NPP,能起到維持碳氧平衡,調節區域氣候的作用。采用NPP表示綠色生態系統功能的固碳釋氧能力。

山東省生物種類豐富,生物多樣性保護需基于良好的生境,生境質量可以作為衡量生態系統可以提供物種生存繁衍條件潛力的大小的標準。采用InVEST模型(Integrated Valuation of Ecosystem Services and Trade-offs)中的生境質量模塊來表征生境維持功能的高低,具體計算公式如下：

式中,Qxj為生境類型j中柵格x的生境質量,Dxj為生境類型j中柵格x的脅迫水平,K為半飽和常數,Hj為生境類型j的適宜性[15]。

將各項功能評價結果劃分為5個等級(圖1—圖2),并按功能值從高到低分別賦值5、4、3、2、1,將分級后的圖層等權疊加,獲得生態服務功能重要性圖層。

1.3.2生態敏感性評價

生態敏感性的高低反映了在受到自然環境變化和人類不合理活動侵擾下發生生態問題的可能性[17],對于生態敏感性高的地區應該加強生態環境保護和恢復,限制人為活動干擾。本研究結合山東省的實際情況,參考相關研究[18—20],選取高程、坡度、歸一化植被指數(normalized difference vegetation index, NDVI)、土地利用類型、土壤侵蝕強度和距水域距離6類指標作為評價因子,建立生態敏感性評價指標體系(表1)。土壤侵蝕強度評價結果為用RUSLE模型計算,相應的分級標準參考前人的研究成果,賦值加權得到評價結果,劃分為5個等級,并按功能值從高到低分別賦值5、4、3、2、1,得到生態敏感性評價圖。

表1 生態敏感性指標體系

1.3.3最小累積阻力面構建和修正

物種在不同景觀單元之間進行遷移時需要克服阻力,構建阻力面是計算其在需要克服阻力情況下擴散路徑的基礎。本研究參考相關研究[20—21],將山東省不同土地利用類型對物種和生態系統的阻力系數設定在1—100之間；選取土地利用類型、植被覆蓋度(NDVI)、高程和坡度等因子綜合構建阻力面(表2),使其更加科學合理。僅以土地覆被類型為基礎立阻力系數,在一定程度上忽略了相同土地覆被類型下差異化的土地利用方式和強度,夜間燈光數據能夠較好地表征出城市經濟發展情況、人口密度等人類活動因子[17],體現同一用地類型內部受人類影響水平的差異,因此本研究基于夜間燈光數據來對基本阻力面進行修正,具體公式為：

表2 阻力值設置

式中,Ri為經夜間燈光數據修正后土地利用類型因子的阻力值；NLi為柵格i的夜間燈光指數；NLa為柵格i對應的土地利用類型a的平均燈光指數；R為柵格i的基本阻力系數[15]。

1.3.4生態廊道提取

生態廊道可以使區域優質生態源地間形成相互連接的通路,是溝通重要生態源地的橋梁和通道,有利于生物遷徙運動和生態因子的交流[17—18]。Knaapen等提出的最小累積阻力模型得到廣泛應用,該模型計算物種從源到目的斑塊所受阻力,選取阻力最低的通道作為生態廊道。其基本公式為：

式中,MCR為最小累積阻力值;f是最小阻力與生態活動的正相關關系；Dij是物種從源j到景觀單元i的距離；Ri是景觀單元的阻力系數。

2 結果分析

2.1 生態重要性評價和生態敏感性評價

研究區生態服務功能評價結果如圖2所示。固碳釋氧能力由植被凈初級生產力(NPP)體現,總體分布情況是自東部向西部遞減,這是由于東部地區以丘陵為主,植被豐富多樣,是全省森林資源最豐富的地區；西北地區植被較為稀少,沙化荒漠化土地面積較大,生態環境較脆弱。水源涵養功能高值區主要分布山東省西南部和中部地區,主要是由于省內多條河流流經于此,且植被資源豐富,是重要的水源涵養區；生境維持功能高值區主要分布在魯中山區和東部地區,這是由于這些地區山脈眾多,植被覆蓋度高,生物多樣性豐富,低值區則分布在人類活動聚集區,范圍較廣；土壤保持功能高值區主要分布在魯中山區,低值區分布較廣。

圖2 生態要素空間格局

基于山東省固碳釋氧、水源涵養、生境維持、土壤保持將四種生態服務評價結果的柵格圖層進行等權疊加并劃分為五個等級：一般重要、較重要、中等重要、高度重要、極重要[19],得到山東省生態服務重要性空間分布圖(圖3)。極重要區域面積為14352.07 km2。占全區總面積9.06%,面積較小,主要分布在魯中山區,泰山、沂山、徂徠山、蒙山等地,區內植被豐富,森林資源較多,河流眾多,生態服務功能值最高。生態服務功能高度重要區域面積為37698.63 km2,占全區總面積的23.79%,主要分布在魯中山區和魯西南部分地區,魯東山區也有零散分布。

生態敏感性評價分級評價結果如圖3、表3所示：生態極敏感區域面積為7312.20 km2,占研究區總面積的4.73%,多分布于山脈丘陵以及河流附近。山地區域植被覆蓋率高,水體附近生態敏感且脆弱,人為活動容易對生態環境產生難以恢復的破壞。生態環境敏感性高度敏感區域面積為21881.73 km2,占研究區總面積的14.14%,零散分布在生態環境極敏感區的附近。

圖3 生態服務重要性和生態環境敏感性空間格局

表3 生態服務重要性、生態敏感性評價結果

利用自然斷點法將山東省生態服務功能重要性和生態環境敏感性等權疊加形成生態保護重要性空間格局,用自然段點法將其分為4個等級：一般重要、中等重要、高度重要和極重要。如圖4所示,生態保護極重要區域面積為20829.09 km2,主要集中在魯中山區和膠東半島地區,這些地區生態環境良好,具有豐富的生物多樣性,是生態服務功能和生態敏感性的高值區域,應加強對此區域自然環境的保護。高度重要區域面積為 47211.99 km2,在研究區分布范圍較廣,但主要集中山脈丘陵及河流湖泊沿岸,這些地區生態脆弱,人為開發或自然災害對生態環境造成不可恢復的破壞。

圖4 生態保護重要性空間格局

2.2 自然生態空間的系統化構建

2.2.1生態源地提取與阻力面修正

將山東省生態服務重要性評價結果和生態環境敏感性的評價結果等權疊加得到生態保護重要性圖層,如圖5所示,極重要斑塊面積為20829.09 km2,高度重要斑塊面積為 47211.99 km2,分別占研究區面積的13.46%和30.51%?？紤]生物多樣性因素,將山東省內面積較大的黃河三角洲和南四湖國家級自然保護區的核心區作為研究區生態源地。將其他區域剔除掉破碎斑塊后,選取生態保護重要性分級中極重要區域和高度重要區域的中面積前30的斑塊作為研究區的生態源地,將生態保護重要性評價中中等重要、高度重要和極重要區域作為研究區的生態用地,構建研究區自然生態空間。生態源地面積為21165.10 km2,占山東省總面積的13.50%,除黃河三角洲地區和南四湖地區外,集中分布在魯中南地區,魯東山地丘陵區有少量分布。

自然條件和人類活動對阻力值都有較大的影響,基于夜間燈光數據對基本阻力面進行修正的結果如圖5所示。綜合阻力值高值區分布于人類活動較為密集的地區,低值區則分布于魯中和魯東植被覆蓋率較高的山地丘陵地區。增加高程、坡度和植被因子構建的阻力面在反映生態源地擴張難易程度方面更為精細。

圖5 生態阻力值空間分布

2.2.2生態廊道提取

大型河流既是重要的生態源地,也是關鍵的生態廊道。將區域內的一二級河流和部分能夠連通生態源地的支流作為天然生態廊道加以保護。黃河和京杭大運河部分河段貫穿省域,沂河和沭河的部分支流連接了中部和南部的生態源地,起到了良好的生態連通作用?；谏鷳B源地和阻力面,提取各個源地的幾何中心點作為生態節點,以每個節點為匯,以剩余的點為源[15],求得最小耗費路徑作為區域內的關鍵生態廊道。為實現區域內尺度上生態功能的延續和景觀斑塊的連通,以斷開的生態節點為源,向其他節點求得次最小耗費路徑,得到5條優化生態廊道。山東省關鍵、優化生態廊道長度為1078.32 km、511.25 km,主要分布于魯中南地區和魯東地區。從土地利用現狀來看(表4),生態源地和生態廊道分布于生態環境良好的區域,生態廊道的現狀土地利用類型以林地和耕地為主,但仍有少量的建設用地,面臨著較大的生態阻力,應配套退建還林還草的措施。

表4 生態廊道長度分地類統計表

2.3 自然生態空間差異化管控新機制

本研究將所有生態服務功能和生態敏感性較高的地區納入國土空間用途管制范疇,建構了系統化、網絡化的自然生態空間,使得國土空間用途管制從由零散地塊拓展到整體網絡[15],在此格局構建基礎上,就如何更好的開展國土空間生態資源保護和用途管制新機制展開探索。自然生態空間用途管制要維護自然生態系統原真性,減少人為干擾,為生物營造良好的棲息地范圍。針對山東省自然空間生態保護重要程度對應不同的分類管控措施,對三生空間整體進行整體權衡優化,提出以下建議。

2.3.1生態源地實行原生態保護

將生態源地、關鍵生態廊道和優化生態廊道納入原生態保護區,主要包括魯中山地丘陵區、黃河三角洲自然保護區和南四湖自然保護區。在本文所識別的生態源地中,黃河三角洲和南四湖國家自然保護區水體、濕地的面積較大,應當在河流水域兩岸建立生態緩沖區,增加植被和濕地數量,建立重要濕地生態補水長效機制,恢復濕地功能。黃河三角洲地區生態環境脆弱,需在保護現有海防林的基礎上,對海岸帶附近的生態區進行生態修復與保護,通過加強沿海綠色生態屏障以筑牢區域海防線。該區域要嚴格禁止城鎮化建設、礦產資源開發和農業資源開發活動,保護原有自然生態資源。針對區域內生態產品以及服務利用行為,按照規劃開展維護、修護和提升生態功能的活動[21—22],建立生態保護補償機制,引導地方政府對區域生態環境加強保護,建設生態功能區；將生態環保資金安排使用向重要生態功能區、自然保護區傾斜,加強污染防治項目建設；對生態保護紅線區域內的林地、草地、濕地等自然生態系統,采取各級部門協同治理的方法。

2.3.2生態保育區實行利用性保護

將生態保護重要性三級和四級區域劃分為生態保育區,該區域多分布在生態源地的周圍,生態功能價值較高,生物資源豐富,植被覆蓋率高。該區域要保持生態系統結構的完整性,提升水源涵養、水土保持、防風固沙等生態功能；堅持利用性保護原則,合理利用生產、生活,嚴格控制建設用地的開發強度和性質,避免對周邊環境造成不利影響。依據區域生態特點、保護現狀、生態功能恢復的情況來統籌制定開發保護措施。建立健全生態補償機制,鼓勵社會資金參與生態建設,并開展土地整治和生態修復工程。

2.3.3其他生態用地實行融合性保護

將除了生態源地、生態保育區和建設用地以外的區域歸為其他生態用地。其他生態用地面積最大,在研究區分布范圍比較廣泛,應實行融合性保護。貫徹“綠色、開放、發展”理念,兼顧生態保護與開發建設,多發展生態防護、旅游觀光、休閑娛樂等對區域生態涵養與保護有利的項目；打造特色的生態旅游基地,加快旅游資源的開發和利用。遵循存量規劃的理念,在保證區域生產需求的同時,促進生態利用保護,兼顧建設與生態保護之間的平衡,促進區域生產、生活和生態空間的高效利用。

2.3.4生產和生活空間實行建設性保護

非生態用地要注重發揮土地利用的多功能性,將農業生產、土地利用和生態保護結合起來,充分利用現有建設耕地,在保證耕地和基本農田的基礎上開展城鎮建設,提高土地利用效率。同時,改造低效用地,提高空間集約化程度,避免占用自然生態空間。在保障區域未來發展的可持續性的基礎上,有效實現利用與開發相結合的保護策略。對工業聚集區加大污染治理力度,強化工業企業達標治理,實行重點污染物排放等量或減量置,因地制宜治理生產、生活污染,提高農業污染的廢棄物資源化利用水平。

圖6 生態源地與生態安全格局

3 結論與討論

本研究以山東省為研究區,將所有生態服務功能和生態敏感性較高的地區納入自然生態空間的范圍,構建系統性、整體性的生態安全格局,形成了由生態節點、生態源地和生態廊道構成的點-線-面的省域生態網絡體系。

研究結果表明：將山東省內面積較大的黃河三角洲自然保護區、南四湖自然保護區的核心區作和生態保護重要性分級中極重要區域和高度重要區域的中面積前30的斑塊作為研究區的生態源地。山東省生態源地集中分布在魯中山區和膠東半島地區,總面積為21165.10 km2,從土地利用類型來看,生態源地以林地、河流水域為主。選取土地利用類型、高程和坡度、NDVI四個因子構建綜合阻力面,得到綜合阻力值高值區分布于人類活動較為密集的地區,低值區則分布于研究區中部和東部植被覆蓋率較高的丘陵山地區。將區域內的一二級河流和部分能夠連通生態源地的支流作為天然生態廊道,基于生態源地和阻力面提取山東省關鍵生態廊道和優化生態廊道,長度分別為1078.32 km、511.25 km,生態廊道土地利用類型以耕地和林地為主,主要分布在魯中山區和魯北平原區,可形成聯系緊密的生態網絡。

在維護研究區生態安全基礎上,本研究對應不同國土空間資源類型提出了具有針對性的差異化管控措施。相對于傳統的將自然保護區或者森林公園直接作為生態源地的方法,基于生態服務重要性評價和生態敏感性評價的方法具有更強的理論基礎和客觀性[30],將需要重點保護的區域納入自然空間范疇；山東省的地形以山地丘陵為主,僅利用土地利用類型賦值難以估量地形等因素對生物空間運動的影響。本文在構建阻力面的過程中,增加高程、坡度和植被因子等因子,構建綜合阻力面,較以往僅僅采用夜間燈光指數修正的土地利用類型的阻力面,在反映生態源地擴張難易程度方面更為精細,可以更好地模擬現實場景,保證廊道識別的準確性。

通過生態安全格局來對自然生態空間進行構建和管控,有利于突破國土空間規劃中單一的思維定式,從系統和整體的角度優化生態系統要素配置,構建點-線-面的生態安全格局。本文針對山東省自然空間生態保護重要程度劃分不同區域,探索出適應每個分區的管理模式,有針對性的制定優化管控措施,為保障區域生態安全提供合理空間指引,是構建生態安全格局新范式的一次嘗試。但本研究僅對自然生態空間的識別及管控進行了初步探索,生態廊道寬度的設定對生態功能的發揮有著直接的影響[23—26],目前對廊道最優寬度暫無定論,不同體型的動物對遷移廊道的寬度要求也有不同,對于廊道寬度對生態過程的影響未有涉及,未來還需深入研究。在自然空間差異化管控方面[27—30],本研究僅針對不同分類區域探索了管控新機制,但對部分地區缺乏深入的探究與考察,今后應繼續深入分析和探究,建立符合各地區域具體的管理機制,保障機制實施的可操作性。