開都河流域生態安全格局構建與生態修復分區識別

周 璟,王宏衛,*,談 波,馬 晨,王曉琴,代芯妍

1 新疆大學地理與遙感科學學院,烏魯木齊 830017 2 新疆綠洲生態自治區重點實驗室,烏魯木齊 830017

國土空間生態修復是新時期我國深入推進生態文明建設的重大舉措和提升國家治理體系治理能力現代化的重大議題[1],生態修復分區則是科學編制國土空間生態修復規劃并有效進行生態修復的重要前提[2]。基于此,我國學者開展了大量生態修復的相關研究,對形成科學合理的分區劃定方案,提高生態修復工作的針對性與靶向性具有重要意義[3—4],并主要形成4類研究體系：一是依據區域主導功能確定修復分區與工程模式[2,5],二是建立綜合指標體系識別區域生態問題,并進行生態修復分區[6—7],三是從區域生態系統服務供需角度開展生態修復分區劃定[3,8],四是運用生態安全格局研究范式進行生態修復分區研究[9—10]。其中,構建生態安全格局具有保障區域生態系統整體健康并完善空間配置方案的基礎作用[10—11],有利于維持景觀格局的整體性和生態系統功能的完整性[9,12],是當前生態修復領域的主流技術模式[13—14]。

目前生態安全格局構建的相關研究多采用“源地識別-阻力面構建-生態廊道提取”的研究范式,亦有學者將“夾點”、斷裂點等考慮在內[15—16]。研究方法多運用斑塊重力模型、蟻群模型、最小累積耗費模型和電路理論等,其中蟻群模型和斑塊重力模型不能有效識別生態廊道[17],最小累積耗費模型忽視生物的隨機游走性,難以直接體現廊道中的關鍵點[18]；而電路理論能通過源地間電流強度反映生態斑塊和廊道的相對重要性,同時可以運用電子在電路中隨機游走的特性,預測物種運動規律并識別可能的移動路徑,該方法在一定程度上更符合生物體的行為特征,已在研究中廣泛應用[19—21]。但現有研究多囿于行政邊界[9—10,18],而生態安全問題的產生和發展并不完全受行政邊界制約,特定行政區生態安全格局構建需要考慮更大自然地域空間范圍內相關因素的影響[11]。

開都河流域位于新疆塔里木盆地北緣,流域內含我國最大的內陸淡水吞吐湖和重要的自然保護區,其生態狀況對下游水域及人類生產生活都具有重要影響,保持并維護該流域生態安全至關重要。本研究以此為研究區,參考相應景觀生態學理論和電路理論,在對研究區增加20%緩沖區的基礎上,提取生態廊道、夾點等生態安全格局構成要素,并參考研究區生態功能區劃,劃分該流域生態保護與修復分區,以期為當地生態修復工程實施和國土空間管治提供參考。

1 研究區與數據來源

1.1 研究區概況

開都河 (82°28′—88°20′E,41°23′—43°31′N) 地處新疆巴音郭楞蒙古自治州境內(圖1),發源于中天山,流經大、小尤魯都斯盆地,最終注入中國最大的內陸淡水湖泊博斯騰湖,與孔雀河組成塔里木河下游源流,年徑流量33. 4億m3；流域內行政區域包括和靜縣、焉耆回族自治縣、和碩縣和博湖縣[22],氣候類型為溫帶大陸性氣候,具有南北疆過渡性氣候特征,土壤質地多為砂質壤土,土壤類型以潮土為主,流域內還有盤羊、北山羊、猞猁、鵝喉羚等珍稀動物及2200余種野生植物[23]；作為巴州境內最大的一條內陸河,開都河孕育了流域內的44.11萬人口,被譽為巴州的“母親河”。

圖1 研究區概況Fig.1 Research area

1.2 數據來源與預處理

2018年土地利用數據、中國年度1km植被指數(NDVI)空間分布數據集和國家級自然保護區邊界數據來源于中國科學院資源環境科學數據中心(http://www.resdc.cn/)；夜間燈光數據來源于科羅拉多礦業大學數據下載網址(https://eogdata.mines.edu/products/vnl/)；生態功能區劃數據為中國科學院生態環境研究中心的中國生態功能區劃方案研究成果,來源于中國生態系統評估與生態安全數據庫(http://www.ecosystem.csdb.cn/)。

本文對研究區增加20%的緩沖區,將土地利用類型劃分7個一級地類(耕地、草地、水域、林地、建設用地、裸地及其他用地)和沼澤地、灌木林等23個二級地類,數據的空間坐標統一為GCS_WGS_1984坐標系和UTM投影。

2 研究方法

2.1 生態安全格局構建與生態修復區域識別

2.1.1生態源地識別

生態源地是對周邊區域具有重要輻射功能的生境斑塊,應具有較高的生境質量。InVEST模型的生境質量模塊能對區域生境質量進行定量評估,以斑塊功能屬性指導源地識別[11,24]；形態學空間格局分析(MSPA)強調結構連接,能從像元層面識別具有連通重要性的七大景觀類型,且受空間尺度影響小,兩種方法的分析機制具有互補性[25—26]。本研究以InVEST模型生境質量模塊結合MSPA分析方法識別生態源地。參考模型使用手冊[27]、研究區實際情況及相關文獻[12]設置參數,模型計算公式如下：

(1)

式中：Qxj為j地類中柵格x的生境質量指數；Hj為j地類的生境適宜度；Dxj為j地類中柵格x的生境退化度；k為半飽和常數,取0.5;z為模型默認參數。

選取生境質量指數大于0.8的高生境質量區域作為源地備選區[28],并作為MSPA分析的前景,為區分次優斑塊中相同覆蓋度草地植被的不同生長狀況,將NDVI高、較高值區域也納入前景中識別七類景觀要素,并以50km2為閾值[29]在核心區提取本文生態源地。

2.1.2電阻面構建

電路理論中不同景觀類型根據是否促進物種遷移擴散被賦予相對較低或較高的電阻[30]。電阻面即生態學中的阻力面,土地利用類型是阻力面構建的基礎阻力因素[18,31]。參考相關研究[32—33],本文基礎電阻面賦值如下：林地為1,高、中、低覆蓋度草地分別賦值3、10、20,水域為3,耕地為30,沼澤地為25,裸地及除沼澤地外的其他用地為70,建設用地賦值100。本文引入人類居住合成指數(HSI)[34—35]對基礎電阻面修正,公式如下：

(2)

(3)

式中：Ri為修正后柵格i的電阻值,HSIi為柵格i的人類居住合成指數值；HSIa為柵格i對應景觀類型a的平均人類居住合成指數值,R為柵格i對應景觀類型的基礎電阻值；NDVI是歸一化植被指數,NTL′是歸一化后的夜間燈光數據。

2.1.3生態廊道提取

生態廊道是物種、信息和能量流動的溝通橋梁,承擔物種遷移、生存繁衍等基礎功能及防風濾污、保護隔離等生態修復功能[36—37]。本文利用Circuitscape插件中的Linkage Mapper模塊構建生態廊道,選取含河流外緣 1000 m緩沖區范圍的主要河流作為本文河流生態廊道[38]。運用Centrality Mapper模塊進行中心度識別以量化路徑重要性[20],將累積電流值前30%的廊道和河流生態廊道作為關鍵生態廊道,其余廊道劃分為重要生態廊道。

2.1.4生態“夾點”及障礙點識別

生態“夾點”是表征生境連通性的景觀關鍵點,其退化或損失可能會切斷源地間的連通性,應優先進行保護[15,39]。本文利用Pinchpoint Mapper模塊識別生態“夾點”。

障礙點是阻礙物種在斑塊間移動的區域[18],可根據對障礙點清除后的電流恢復值來識別；該區域的消除或生態恢復對源地間的連通性具有增加作用[40]。本研究利用 Barrier Mapper 模塊識別障礙點區域。

2.2 生態修復分區

生態修復分區是在生態區劃基礎上進行的,其出發點和落腳點都是“主導生態功能”[2,41],參考相關研究,本文將涵蓋研究區功能基礎分區的生態功能區劃作為基礎背景[2],結合生態安全格局構建及生態基底提取修復重點區域,并將主導生態功能作為分區修復的重要目標[5,41],最終形成不同修復單元得到本文分區結果。

3 結果與分析

3.1 基礎生態安全格局構建

3.1.1生態源地識別

由圖2可知,開都河流域生境質量存在明顯的空間分異,總體呈西北高、東南低,湖泊、山區高,盆地、平原低的分布特征；高值區主要分布于博斯騰湖區和研究區西北部和靜縣山區,低值區呈半環狀或條帶狀分布于博斯騰湖周邊,原因是受地形、氣候等自然條件影響,西北部的天山南麓區域分布有連接成片的大面積草地且受人類活動干擾較少,生境質量相對較高；而博湖東部大面積戈壁、裸巖石質地交錯分布,西北部焉耆盆地聚落密集,受人類活動影響明顯,使該區域生境質量處于相對較低水平。根據MSPA分析結果(表1),研究區內核心區面積為17106km2,占總面積的31.84%,在7種景觀類型中占比95.97%；共選出12處生態源地(表2、圖2),面積15468.94km2,以大面積不規則斑塊為主,最大斑塊面積9683.54km2,含巴音布魯克國家級自然保護區和鞏乃斯國家森林公園,占生態源地總面積的62.6%,高覆蓋度草地是源地主要用地類型,面積達70.63%。

圖2 生境質量及生態源地空間分布Fig.2 The distribution of habitat quality and ecological source areas

表1 形態學空間格局(MSPA)分析景觀分類統計

表2 生態要素分類統計

3.1.2電阻面構建

根據地類賦值結果,研究區基本阻力值西北低、東南高,有以東北-西南走向為界限呈兩級分異的趨勢(圖3)。其中西北部高、低阻力值相間分布,形態與新疆“三山夾兩盆”地形類似,東南部較高阻力區環博斯騰湖分布并有較低阻力區對其進行帶狀分割。經人類居住合成指數修正后,研究區最高綜合阻力值達2060.43,相應阻力分布特征與修正前大致相當,但修正結果對地類內部阻力值變化的刻畫更加精細,能為本文構建區域生態安全格局并進行生態修復分區提供重要支撐。

圖3 生態阻力值空間分異Fig.3 Spatial differentiation of ecological resistance value

3.1.3生態廊道提取

研究區內共含24條生態廊道(圖4),長度介于0.77—72.41km之間,共498.87km(表2),以研究區北部及中部區域較為密集,博斯騰湖以東區域無廊道分布,原因是東部區域戈壁、荒漠連片,既無適宜生物棲息生存或中轉的源地分布,也不適宜生態廊道在此延伸；同時該區域平均廊道長度20.36km,低于平均長度的短距離廊道占比達62.5%,多分布于靠近研究區外圍的西南部及北部邊界區域,原因是研究區西部、北部天山山脈的森林草地連片分布,形成生境質量與植被長勢較好的源地,且源地間阻力較小、距離較近,連通性強。此外,根據中心度識別結果,研究區累積電流值為6.56—87.79,選出7條關鍵生態廊道的最小累積電流值為30.36,能直接聯通中心度排名前3的大面積源地,并與研究區內重要河段有路徑重合,結合主要河流廊道分布情況,本文共選出15條關鍵生態廊道；同時本文河流廊道與其他重要生態廊道也有路徑相交及相接情況,共同形成廊道網絡,為溝通生態源地提供多種可能。

圖4 生態安全格局Fig.4 Ecological security patterna—b為生態安全格局局部細節圖代號：顯示典型區域各生態安全格局構成要素分布情況

3.2 生態修復區域識別

3.2.1生態“夾點”及障礙點識別

將電流強度分為3級,識別31處“夾點”區域(圖4、圖5),面積91.29km2,以條帶狀分布為主；其中最大“夾點”為東西走向,位于和靜縣南端,面積17.08km2,該區域可通過河流廊道直接溝通西部最大源地斑塊與博斯騰湖湖區,且與一條高中心度生態廊道重合,是溝通源地斑塊的重要區域,具有極高的生態價值,因而形成“夾點”；另有8個“夾點”位于河流關鍵廊道上,其余分布在源地與廊道交點處及研究區邊界處,原因是河流廊道本身就有較強的生態流動性,形成“夾點”的可能性高,而源地間廊道連接時,交界處為物質能量流動的關鍵區域,也易形成“夾點”；此外和靜縣西北部廊道存在多個“夾點”區域,在保護生態網絡完整性及生態修復過程中需予以重視,納入全局考慮。

圖5 “夾點”生態電流強度及障礙點改善得分Fig.5 Pinch points ecological current intensity and barrier points improvement scorea—b為“夾點”電流強度局部細節圖代號：電流值越高,越易形成“夾點”；c—d為障礙點改善得分局部細節圖代號：得分越高,越易形成障礙點

將障礙點識別結果3段分級,一級改善區作為障礙點區域,改善得分30.14—83.55。共識別障礙點9處(圖4,圖5),面積240.32km2,其中191.32 km2的障礙點位于生態廊道上,對區域景觀連通性具有重要影響,原因是障礙點區域主要為裸巖石質地及戈壁,林地、草地等生態用地僅占14.14%,生態廊道在此延伸受阻或很難穩定維持廊道生態基底的穩定性,故形成本文障礙點區域；同時本文障礙點為大面積斑塊,消除難度大,源地間連通性在現有基礎上提升的可能性較低。而涵蓋障礙點的二級改善區有6處,相關生態用地占比32.69%,可嘗試對該區域生態用地加以保護,在一定程度上提升源地間聯通的可能性,為廊道延伸提供便利。

圖6 生態斷裂點分布Fig.6 Distribution of ecological breakpoints

3.2.2生態斷裂點識別

大型交通線路及設施是區域間人類活動聯系的紐帶,也是經濟網絡的重要組成部分；但從生態角度出發,交通線路布局會影響區域景觀完整性,具有使景觀破碎化加劇的可能,在一定程度上影響或阻礙生物流動及遷徙。本文識別高速公路、鐵路、國道與廊道相交的24處區域作為生態斷裂點(圖6),以南疆鐵路與廊道產生交匯的斷裂點最多,達12處,與國道產生斷裂點7處,高速公路斷裂點5處,主要集中于和靜縣東南部及焉耆回族自治縣東北部,多沿開都河水系分布；其中焉耆境內高速公路G3012和南疆鐵路與開都河有多處相交,同時南疆鐵路與216國道、218國道在和靜縣境內與開都河南北走向段距離較近且匯集延伸,呈路網與天然河流廊道并行態勢,形成重要的帶狀保護修復區。

3.3 生態修復分區及優化

3.3.1生態修復分區

以涵蓋研究區功能基礎分區的生態功能區劃為基礎背景,綜合考慮研究區生態基底、自然保護區位置及各生態安全格局構成要素分布(圖3、圖4),提出本文“一軸、兩核、一網絡、多片區”的開都河流域生態保護與修復格局(圖7)。

“一軸”為開都河流域生態保護與修復發展軸。從生態安全格局角度看,該軸以北含影響景觀連通性的全部障礙點區域,因修復可行性低側重生態保護,加之該區域含國家級自然保護區和70.97%的“夾點”區域,使該片區生態保護至關重要；從生態基底和生態功能區劃角度看,該軸以北側重水源涵養與生物多樣性保護功能,在生態保護上具有共性,故劃分為北部山地保護修復區,面積達37136.72km2。該軸以南70%的“夾點”在河流廊道上,且河流經焉耆盆地注入博斯騰湖,區域水生態治理和保護具有重要意義；同時本文62.5%的斷裂點分布與此,為避免影響廊道完整性和區域連通性,亟需進行斷裂點修復；此外該區域分屬不同生態功能區,各功能區具有特性,生態問題各有側重,劃分為南部盆地平原修復區,面積16590.16km2。

圖7 開都河流域生態保護與修復格局Fig.7 The pattern of ecological protection and restoration in the Kaidu River Basin

“兩核”為兩個生態保護與修復核心。北部巴音布魯克是全國第一個天鵝自然保護區,含野生動物145種,植物704余種[42],劃分為北部生態保護與修復的核心。南部博斯騰湖是重要的鳥類繁殖地及新疆最大的漁業生產基地,也是孔雀河的唯一源頭,劃分為南部生態保護與修復的核心。

“一網絡”為“兩橫一縱”的關鍵廊道網絡。其中,北部廊道網絡由“夾點”最多且長度最長的單一生態廊道與三條高中心度關鍵廊道橫向串聯組成,南部廊道網絡由東西向河流廊道、最大“夾點”區域和兩條高中心度關鍵廊道構成,橫縱廊道在研究區中部相交并將各源地斑塊串聯,形成重要的區域關鍵廊道網絡。

“多片區”為6個生態保護與修復分區。巴音布魯克作為和靜縣重要牧區含烏蘭恩格等重要牧場,參考生態功能區劃方案及自然保護區范圍,將尤爾都斯盆地草原牧業、濕地生物多樣性保護生態功能區界定為本文生態保護核心區,維護濕地生態的同時注重周邊畜牧業開發及管理；核心區外的源地區域生境質量及NDVI相對較高且綜合阻力相對較小,劃分為本文生態保護關鍵區,其余軸北區域是源地間流通的緩沖過渡區域,各生態安全格局構成要素穿梭于此,劃定為生態保質提升區。南部盆地平原修復區參考生態功能區劃、現有博斯騰湖國家濕地公園建設及各生態安全格局構成要素的分布,劃分為湖泊濕地修復區、焉耆盆地綠洲區和荒漠植被脆弱區。

3.3.2生態保護與修復策略

北部山地保護修復區：對該區域的生態保護核心區,要注重濕地生物多樣性保護及草原牧業開發和管理,針對區域典型的草原退化、病蟲鼠害問題開展定期篩查及生態承載力測算,另要開展牧民轉場遷徙廊道研究,并對相應廊道進行針對性保護。對生態保護關鍵區,要以維護山區水源涵養和生物多樣性保護功能為指引,與緩沖區范圍內的自然保護區、森林公園等合作,共同開展保障草原生態功能的實踐活動。對生態保質提升區要考慮各要素生態本底涉及的非生態用地對區域生態保護的限制性,針對“夾點”、障礙點等區域開展實地考察,并以實際情況指引相應區域緩沖區劃定、封育、人工培植等措施實施。

南部盆地平原修復區：對該區域的湖泊濕地修復區,要鞏固已有生態修復基礎,注重湖泊水源涵養的主導生態功能,可針對性開展湖濱緩沖帶劃定及水生態修復相關研究,以保護湖區生態環境。對焉耆盆地綠洲區要保護基本農田、防治鹽漬化及注重生態斷裂點修復,具體要評估現有通道的有效性和斷裂點修復的可行性,另可參考國道216動物天橋架設經驗,在可能的情況下分離生態廊道與交通線路。對無源地、廊道分布的荒漠植被脆弱區,要跟進優良植物種質資源在該區域的生長狀況,并嘗試改良鹽堿環境,以增加多種植被生長的可能性；同時要嚴格礦山管理,積極進行植被恢復,避免當地生態狀況惡化。

4 討論

圖8 樣例源地斑塊示例Fig.8 Example of ecological source plaque

本文不同于以往直接以行政邊界為界限進行生態安全格局構建的研究,而是對研究區增加20%的緩沖區進行各生態安全格局構成要素的識別,具有以下三方面優勢：一是能全面提取各生態安全格局構成要素,使局部地域研究具有了全局性考量,研究結果更具可靠性；二是增加緩沖區范圍能達到降低研究區邊緣阻力值估計偏高的效果[43]；三是避免人工邊界對電子游走產生障礙,能在一定程度上消除軟件自身的誤差[19,21]。其中 Koen等指出緩沖區能移除節點附近電流估計較高造成的偏差,且≥20%的緩沖寬度足以用于研究不同比例和形狀的棲息地區域[44]。根據本文研究結果,以緩沖區邊界為界提取源地時(圖8),斑塊1和斑塊2為一個整體,同屬西部最大源地斑塊,且以50km2為閾值篩選源地時,源地包含斑塊3和斑塊4；而以研究區行政邊界進行源地提取,會使斑塊1、斑塊2人為割裂,斑塊3、4因面積較小被剔除,相應的會造成其他生態安全格局構成要素遺失或不當識別,如連接斑塊3和斑塊5的研究區最長生態廊道及相應“夾點”、障礙點區域未識別。但本文未能詳細探討具體的邊界效應及緩沖區對電阻估計過高的消除作用,是本文后續深入研究的方向。

同時以往研究主要運用TDVI/NDVI數據、不透水面數據[45]、夜間燈光數據[16,25]及引入隱形阻力面[10,15](坡度、地形起伏度、植被覆蓋度等)等方法,對基礎阻力值進行修正,也有研究采用土地覆被類型、容積率和建筑密度進行阻力值設定[21],但阻力值高低是自然基底和人為影響共同作用的結果,在進行阻力值修正時,應將二者同時考慮；因此本文結合NDVI與夜間燈光數據,引入人類居住合成指數(HSI)進行阻力值修正,既反映人類活動強度的影響,也考慮隱形阻力面的作用,為今后生態安全格局構建的相關研究提供新思路。

5 結論

本研究以開都河流域4個縣市為研究區,綜合運用InVEST模型、MSPA分析及電路理論相關方法,構建開都河流域生態安全格局,并結合生態功能區劃等,劃分流域生態保護與修復格局,提出相應保護與修復策略,主要結論如下：

(1)開都河流域生境質量總體呈西北高、東南低,湖泊、山區高,盆地、平原低的分布特征；生態源地共15468.94km2,源地斑塊呈大面積不規則特征,以高覆蓋度草地分布為主；生態廊道共498.87km,但短途廊道居多,以研究區北部及中部區域較為密集,共選出15條關鍵生態廊道。

(2)本文共識別出31處“夾點”,9處障礙點及24處生態斷裂點區域,“夾點”多具有分布在河流廊道處、源地與廊道交點處及研究區邊界處的特征；障礙點具有單個面積較大、生態用地占比較少,消除難度大的特征；以鐵路產生的生態斷裂點最多,整體以沿水系分布為主要特征。

(3)本文提出開都河流域“一軸、兩核、一網絡、多片區”的生態保護與修復格局。根據各分區主導生態功能及各生態安全格局構成要素分布差異,北部山地保護修復區側重保護輔以修復；南部盆地平原修復區在保護基礎上側重生物措施與工程措施結合,尤其重視斷裂點生態修復。最終針對6個生態保護與修復分區,提出相應保護與修復策略。