面向生態安全格局的岷江地區生態修復重點區域識別

方國政, 薛東劍, 陳曉杰, 方 坤

(1.成都理工大學 a.地球科學學院; b.國土資源部重點實驗室, 成都 610059; 2.四川水利職業技術學院, 成都 611231;3.四川省國土科學技術研究院(四川省衛星應用技術中心), 成都 610045)

0 引 言

生態安全是維持經濟社會與生態可持續發展的重要保障[1]。隨著全球氣候的惡劣變化和經濟的高速發展, 在區域自然資源有限的情況下面臨生態環境退化嚴重、耕地保護壓力大等挑戰, 因此, 中國開始致力于保護生態安全, 開展生態修復工作。以區域自然條件為基礎的生態修復是保證生態安全的重要手段。合理構建和優化生態安全格局能夠準確把握自然資源分配和變化規律[2], 為生態修復提供科學有效的數據基礎和決策依據。

生態修復最早在美國和加拿大得以實踐, 主要針對森林保護、修復礦坑礦山和治理水土流失等問題。例如, 20世紀30年代, 美國和加拿大開展了數十年的“大平原”生態修復工程[3]。20世紀90年代, 隨著生態學發展, 生態修復受到美國等發達國家的廣泛重視, 并提出了頗多生態修復技術[4]。中國的生態修復對象以水源土壤污染、森林保護和礦山復墾為主[5-8], 其特點是尺度小、目標單一、范圍有限，亦有以行政單元為評價框架的基于PSR模型的三峽庫區重慶段生態系統健康評價指標體系等[9]。社會期望生態學研究能夠為區域和全球尺度的生態系統的利用和保護、維持人類社會可持續發展提供科學理論及系統性的解決方案[10]。生態安全格局可以在宏觀上體現生態保護修復重點區域之間的各種聯系, 也可以為落實每個重點區域的保護修復提供決策依據, 對維護景觀格局整體性及區域生態安全具有重要意義[11-13]。當前構建“源地-阻力面-廊道”這一格局已經成為研究生態安全格局的范式[14-16]。已有學者采用了距離分析工具和基于調用電路理論的linkage mapper來提取廊道[17-18], 如何豐富這一研究范式成為當下研究的熱點[19-20]。在流域尺度下統籌考慮上下游各類生態系統的連通性, 結合生態系統服務功能, 分析和構建山水林湖草整體生態安全格局, 突出生態修復重點區域與重點問題, 對維護流域生態安全具有重要意義。

岷江是長江上游的重要支流, 自然資源充足, 流域內分布著包括大熊貓自然保護基地在內的多個國家自然保護區, 人與自然關系十分密切。隨著四川經濟的發展以及成都經濟的崛起, 研究岷江流域的生態安全格局有助于認識發展經濟和保護生態之間的矛盾與聯系, 識別生態修復重點區域對保障岷江流域生態安全和經濟發展具有重要意義。

1 研究區概況及數據來源

研究區位于四川省境內, 總面積31 996.4 km2, 穿越川西北高原山地、成都平原和川東南丘陵地區, 涵蓋由北向南包括松潘、汶川、都江堰、溫江、青神、樂山、宜賓等20個市、縣和區(圖1)。研究區水利條件優厚, 包含都江堰、眉山蟆頤堰和青神鴻化堰等眾多水利工程。研究區北部地處岷山-邛崍山生態功能保護區, 物種資源豐富。岷江上游地帶屬岷山-邛崍山高山區, 中下游地帶屬四川盆地中部丘陵區。岷江流域北部地形復雜, 高原山地居多, 濕地、森林等動植物資源十分豐富；流域南部地勢相對平坦, 途經成都平原, 經濟繁榮, 交通發達, 人口密集，與北部成鮮明對比。岷江上游屬于高原氣候區, 中下游屬于亞熱帶氣候區。

圖1 研究區地理位置

數據來源: 遙感影像為Landsat 8影像, 空間分辨率30 m; NPP采用MOD17A3H數據集, 空間分辨率500 m; 氣溫降水數據來自中國氣象局年均降雨量與平均氣溫數據集; DEM采用空間分辨率30 m的ALOS數據; 土壤數據來自中國科學院資源環境科學與數據中心和國家青藏高原科學數據中心。其中, NPP、降水、氣溫數據的時間序列為2008—2018年。

2 研究方法

2.1 研究框架體系

構建生態安全格局的關鍵在于識別生態源地。本文基于景觀生態學理論, 結合生態服務功能重要性和生境質量, 按照景觀格局指數, 通過粒度反推法選取生態源地。使用MCR模型結合生態敏感性、景觀阻力、坡度和起伏度這些阻力因素加權疊加提取生態阻力面。運用Linkage Mapper 模型提取生態廊道、生態夾點和生態障礙點并結合區域交通網絡提取生態斷裂點, 以國內生產總值作為經濟條件劃分生態斷裂點等級。將得到的生態源地和生態節點作為生態修復重點區域構建生態安全格局(圖2)。

圖2 研究框架圖

2.2 生態系統服務功能性和敏感性

生態系統服務功能性和敏感性評價能突出生態系統中的價值主體、修復對象和主要的生態問題。基于生態敏感性及生態服務功能性選取生態價值, 優于直接選取自然保護區, 具有科學性[21]。研究區主要生態系統服務功能為生物多樣性和水源涵養, 其中生物多樣性保護功能是生態系統在維持基因、物種、生態系統多樣性發揮的作用, 是生態系統提供的主要功能之一。基于NPP模型的生物多樣性保護服務能力指數(Sbio)計算公式為[22]

Sbio=NPPm×Fpre×T×(1-H),

(1)

式中:NPPm為研究區10年(2008—2018)平均凈初級生產力;Fpre為10年平均降水數據；T為10年平均氣溫數據；H為區域海拔高度。經計算并對服務重要性分級，結果如圖3a所示。

水源涵養是生態系統通過其特有的結構與水相互作用, 對降水進行截留、滲透、蓄積, 并通過蒸散發實現對水流、水循環的調控[22]。研究區水資源豐富, 水生動植物繁多, 提取水源涵養量能更好地反映區域生態價值, 為生態源地選取提供科學依據。基于NPP模型的水源涵養服務能力指數(W)計算公式為[22]

W=NPPm×Fsic×Fpre×(1-Fslo),

(2)

式中:Fsic為土壤滲流因子;Fslo為研究區坡度柵格。分級結果如圖3b所示。

圖3 岷江地區生態系統服務功能重要性和敏感性分級

水土流失敏感性和石漠化敏感性作為評價生態系統的重要指標可以突出區域生態問題, 經過分級處理可以對比研究區內的敏感性問題, 將其作為生態學阻力因子加入MCR模型中，其計算公式為[22]

(3)

式中:SSi為i空間單元水土流失敏感性指數; 評價因子包括降雨侵蝕力(Ri)、土壤可蝕性(Ki)、坡長坡度(LSi)和地表植被覆蓋(Ci)。分級結果如圖3c所示。

(4)

式中:Si為i評價區域石漠化敏感性指數;Di、Pi、Ci為i評價區域碳酸鹽類巖石出露面積百分比、地形坡度和植被覆蓋度。分級結果如圖3d所示。

2.3 生境質量模型

根據土地利用類型設置生境系數和威脅系數, 提取生境質量。結合研究區實際情況, 選取耕地、鐵路、公路、城鎮建設用地、農村建設用地以及工礦用地作為研究區的威脅源。按照已有研究和文獻[23]完善和優化威脅系數, 以林地、草地、濕地和水系等大類所包含的景觀類型作為生境, 結合實際情況和文獻[24]得到生境敏感系數。通過模型計算出生境質量

(5)

式中:Qxj表示地類j中的柵格x的生境質量;Hj表示地類j的生境系數;Dxj表示地類j中柵格x的總威脅水平;z為模型默認參數,z=2.5;k=0.5，為半飽和參數。

2.4 粒度反推法

粒度反推法基于反證法思想, 通過測算不同粒度下景觀格局指數確定最優景觀組分, 從而根據該景觀組分反選生態源地[25]。基于景觀格局的整體性和連通性選擇最大斑塊指數(LPI)、有效網眼大小(MESH)、斑塊內聚力指數(COHESION)以及景觀分離度(DIVISION)這4種景觀格局指數, 經Fragstats 4.2計算不同粒度水平下4種指數, 分析指數曲線選取最優柵格粒度大小, 并根據該粒度水平提取生態源地。

2.5 最小累積阻力面模型

阻力面是指生物在生態源地間遷徙時所受到的環境阻礙的大小在二維平面上的表示。基于景觀類型提取阻力, 結合研究區坡度、起伏度和生態敏感性等阻力因子加權疊加來構建綜合阻力面。根據研究區的實際情況和相關文獻, 選擇水土流失敏感性和石漠化敏感性作為阻力因子參與計算。最小累計阻力面模型為[26]

(6)

式中:MCR為研究區內某一景觀類型到生態源地的累計阻力值;fmin是一個未知的正函數，反映空間中任一點的最小阻力與其到所有源的距離和景觀基面特征的正相關關系；Dij為物種從生態源地j到景觀單元i的空間距離；Ri表示景觀i阻力大小。根據分位數方法對生態敏感性分為5級, 各因子阻力系數和權重根據實際情況，并參考已有研究和專家意見打分(表1)。

表1 研究區生態阻力面模型因子系數

2.6 生態廊道和生態節點

相鄰生態源地之間可以通過生態廊道進行連接, 生態廊道內進行能量和物質流動交換, 是實現生態流、生態過程、能量的互通連續的關鍵生態用地[27-28]。連接路徑使用核心棲息地區域的矢量圖和移動阻力的柵格圖來識別和繪制核心區域之間成本最低的聯系, 也就是生態廊道。

生態夾點是基于生態廊道層面計算得到的廊道關鍵區域, 顯示了最有效的移動路徑和其中的關鍵夾點。生態夾點是電流的高密集區域, 體現了該處廊道的不可替代性, 是能左右生態源地之間連通性的存在, 因此, 應該作為生態保護修復的重點區域。對比廊道內的生物流動強度, 提取生態夾點。生態障礙點可以檢測出影響廊道質量和位置的重要障礙, 也可以解釋為阻礙動植物在生態源地之間遷徙的關鍵區域。

生態斷裂點是指中斷生態廊道的區域。高速公路是人類社會物流交通最重要的場所, 車流量大且道路使用頻繁, 公路兩側裝有隔離帶、隔音墻等, 穿梭在崇山峻嶺之中, 嚴重影響到了生物物質的流動。因此, 以高速公路為阻隔識別生態斷裂點, 并結合國內生產總值(GDP)對斷裂點劃分為4個等級,GDPij計算公式如下:

GDPij=GDP×(Qij/Q),

(7)

式中,GDPij是空間化之后的GDP柵格單元值;GDP為該柵格單元所在的縣級行政區單元的GDP統計值;Qij為該柵格單元的土地利用類型、夜間燈光亮度、居民點密度的總權重;Q為該柵格單元所在縣級行政單元的總權重。

3 結果分析

3.1 生態源地的識別

結合Fragstats 4.2計算研究區最優粒度水平(圖4), 經計算最大斑塊指數在粒度為360 m處達到平衡狀態, 有效網眼大小在粒度360 m后先增后減, 并與粒度為1 500 m時水平相當, 景觀分離度在360 m處到達最小值, 因此, 選取360 m作為最佳粒度水平反選生態源地。

圖4 研究區不同粒度景觀格局指數

以Invest生境質量模型為基礎結合生態服務功能重要性評價得到的綜合生境質量(圖5a)。根據統計研究區綜合生境質量極高的面積為12 881 km2, 占研究區總面積的40.26%；綜合生境質量低于0.3為最低級, 僅占18.18%, 主要集中在崇州市、郫都區、青羊區、武侯區、雙流區、溫江區、新澤縣、彭山區和東坡區, 整體生境質量較好。自松潘縣起岷江上游的岷山-邛崍山山區綜合生境質量較高, 到中游成都平原地區社會經濟發達生境質量較差, 再到下游宜賓和屏山縣生境質量中等, 整體生境質量從北到南呈高—低—高的格局。研究區生態源地總面積為7 111.32 km2, 占研究總面積的22.23%。其中屬于岷山-邛崍山生態保護地的面積為5 040.81 km2, 占生態源地的70.89%。生態源地集中在犍為縣、宜賓縣、汶川縣、茂縣和松潘縣, 總面積為5 562.83 km2, 占生態源地總面積的78.23%(圖5b)。

3.2 研究區基礎生態安全格局構建

基于綜合阻力面和生態源地提取生態廊道, 構建基礎生態安全格局(圖5d)。廊道總長3 713.62 km, 總體走勢伴隨岷江由北向南, 多集中在生態源地密集的岷山-邛崍山山區, 穿梭在林地和草地之間，靠近岷江中游, 成都平原地區, 經濟發達, 城鎮建設用地覆蓋全域, GDP劇增, 導致該地區廊道網絡密集程度驟減, 形成了沿岷江運動的單一格局, 對水生生物影響較小, 逼迫部分陸生生物繞道而行, 到岷江下游樂山、宜賓地區逐漸恢復密集的廊道網。

圖5 以各模型為基礎的岷江地區生態安全格局

3.3 生態保護修復重點區域識別與修復分析

3.3.1 重點生態節點識別 研究區生態夾點(圖6a)總長390.15 km, 最長夾點位于新澤縣。整體沿岷江分布在崇州市、大邑縣、新澤縣、彭山區、東坡區、青神縣、樂山市、五通橋區, 該地區生態受到經濟發展的嚴重影響, 生態廊道極其重要, 生物流動強度大, 生態夾點集中分布。

識別生態障礙點的目的是盡可能的修復這些阻礙生物運動的區域, 本文共識別出生態障礙點53個, 在整個研究區皆有分布(圖6b)。有 21個障礙點分布在岷江上游的松潘縣, 這些點集中分布在山頂頂點或山谷的底點, 由于高差過大阻礙生物物質流動。岷江中下游共有24個障礙點, 其中, 中游的東坡區有6個, 下游的翠屏區有6個分布較集中, 該區域障礙點的成因是生物在城鎮建設用地之間的生態源地運動, 交通、建筑、工礦等用地成為切斷生物遷徙的關鍵區域。城鎮規劃要給生態保護修復讓步, 根據生態安全格局合理分配資源, 合理建設。

研究區中共有生態斷裂點36個, 其中一級斷裂點有7個, 分布在汶川縣和宜賓縣; 二級斷裂點有4個, 分布在都江堰市、青神縣和犍為縣; 三級斷裂點20個, 分布在崇州市、東坡區、樂山市、五通橋區和翠屏區; 四級斷裂點有5個，分布在新澤縣和彭山區(圖6c)。

3.3.2 基于生態安全格局的國土空間保護修復分析 基于景觀格局, 識別出生態源地、廊道、夾點、障礙點等國土空間修復保護重點區域(圖6d)。當重點修復保護區域的主體功能為生物多樣性生態服務功能性時, 例如松潘縣和茂縣內部的生態源地, 建議: ① 開展區域性的生物物種調查與監測, 評估區域生物保護現狀, 查出威脅源頭; ② 嚴禁對珍稀物種的濫捕、亂采、偷獵; ③ 限制損害生態源地或物種棲息地的社會經濟活動和生產方式; ④ 嚴防物種入侵。當重點修復保護區域的主體功能為水源涵養服務功能重要性時, 例如岷江沿岸, 特別是岷江下游的屏山縣, 建議: ① 保護岷江水系的森林、草地、濕地等生態系統, 堅持以自然修復為主; ② 控制岷江干支流水污染, 嚴格檢查研究區的水質問題, 嚴格監督水域工廠排污狀況; ③ 發展生態產業, 減緩岷江水系作為工農業用水的壓力。根據生態修復重點區域的分布結合不同, 主體功能的修復措施可以更好地服務于山水林田湖草生態修復工程。

圖6 研究區生態修復重點區域

3.4 流域生態安全格局驗證分析

岷江上游濕地和森林資源豐富, 生態結構完整, 包含多種動植物保護地。因此, 選取生態源地、廊道等重點區域分布密集的松潘縣和汶川縣為例, 并結合流域內的河流網絡、湖泊和沼澤對岷江地區流域生態安全格局進行合理性驗證與分析。由松潘縣衛星影像解譯可知，流域內生態源地主要包含森林、濕地以及地勢平緩的有林地帶，實地調研表明，符合實際情況(表2)。生態廊道連接各個生態源地與流域內河流濕地交織形成通暢的生物物種流動網絡, 特別是在松潘縣多山地帶, 生態廊道沿水系分布更加明顯, 并沒有直接穿過山脊線或者山谷線, 沿線地形高差相對平緩符合生物遷徙規律等實際情況。生態障礙點多分布在生態源地之間的連接線上, 松潘縣內突出分布在東部大山冰雪覆蓋區和中西部山地巖體出露處, 寒冷的冰雪以及干旱的裸巖阻隔生物物質流動, 證明結果與實際情況基本吻合(圖7a)。由汶川縣衛星影像解譯可知生態源地在汶川縣腹地分布較少, 生態廊道對耕種區的連接較少(圖7b), 說明人類活動對生物物質流動產生了消極影響, 在一定程度上阻礙了生物圈的正常流動, 這也直觀體現了權衡生態安全與人類社會發展的必然性和重要性。生態廊道在汶川縣表現出由東北向西南沿山腳線分布的特征, 由于人類活動影響偏離了圍繞岷江干流分布。生態障礙點依然分布在山區裸巖處, 沒有過多分布在城鎮的原因是生物并不向城鎮方向遷徙。松潘縣和汶川縣這兩組衛星影像直觀地證明了岷江流域生態安全格局的合理性和必要性。

表2 岷江地區生態關鍵區域景觀分布情況

圖7 岷江上游流域保護修復重點區域驗證

3 結論與討論

本文以岷江地區作為研究區, 按照景觀生態學的基本思路, 利用Invest模型提取生境質量并結合生態服務功能重要性來識別, 經粒度反推法來選取生態源地, 得到源地集中分布在岷江上游和下游與金沙江交匯處; 把生態敏感性作為因子加入MCR模型構建研究區的綜合阻力面; 基于生物物質電流強度模型識別生態廊道、夾點、障礙點; 基于研究區高速公路網識別生態斷裂點并結合國內生產總值對生態斷裂點進行等級劃分，更加完善地構建生態安全格局, 識別研究區國土空間生態保護修復重點區域, 并針對不同主體服務價值的重點區域提出不同的保護修復建議。

岷江流域應當以保護保育為主、修復為輔, 主要針對森林撫育及各類生態系統要素、地質災害。繼續加強生態保護與恢復, 恢復與重建水源涵養區森林、草地、濕地等生態系統, 提高生態系統的水源涵養能力。堅持自然恢復為主, 嚴格限制在水源涵養區大規模人工造林。控制水污染, 減輕水污染負荷, 禁止導致水體污染的產業發展, 開展生態清潔小流域的建設。嚴格控制載畜量, 實行以草定畜, 在農牧交錯區提倡農牧結合, 發展生態產業, 培育替代產業, 減輕區內畜牧業對水源和生態系統的壓力。