一種基于多維度生態(tài)評估的自然保護地邊界優(yōu)化方法
——以三江源國家公園黃河源園區(qū)為例

李業(yè)涵 劉 楠 吳雪飛

1 背景

科學準確地劃定自然保護地邊界是設(shè)立保護地標準的首要前提，其與保護管理策略的制定與實施及建設(shè)項目的設(shè)置有著密切的關(guān)系。邊界也是其他各類規(guī)劃與國家公園規(guī)劃進行銜接、協(xié)調(diào)的唯一空間參照[1]。目前部分自然保護地仍存在邊界不清等問題[2]。既往自然保護地邊界劃定方法大多是基于專家決策[3]，側(cè)重于保護生物多樣性[4]，這種從單一物種層面保護目標出發(fā)的劃界結(jié)果不能確保自然保護地的生態(tài)系統(tǒng)完整性[5]。除此之外，為了便于管理，一般會依據(jù)行政區(qū)劃來劃界，例如三江源國家公園黃河源園區(qū)邊界大部分以瑪多縣的行政邊界直接劃定，園區(qū)邊界外有許多類似的自然本底并未納入其中，出現(xiàn)了自然保護的真空地帶，不利于該區(qū)域的整體保護[1]。

2 基于生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)、生態(tài)效益及保護成本評估的自然保護地邊界優(yōu)化方法

國內(nèi)外自然保護研究的關(guān)注重點逐漸從生物多樣性轉(zhuǎn)移到生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)(Ecosystem Service，ES)[6-7]。與物種層面的保護方法相比，由于可以容納更全面且多樣化的信息[8]，ES層面的保護方法受到廣泛認可。除此之外，基于ES的保護項目比單純基于生物多樣性的保護項目更容易吸引保護資金[9-11]。

本研究對具備間接使用價值[12]的重要生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)進行綜合評估，基于此確定總體自然邊界。供給ES和文化ES具備直接使用價值[12]，它們是實現(xiàn)自然保護地可持續(xù)保護的重要內(nèi)生動力[13]。當前的許多自然保護地受到嚴格監(jiān)管，傳統(tǒng)生計被禁止，然而愛知生物多樣性目標的第11項強調(diào)，當?shù)鼐用裼斜匾降厥芤嬗谧匀槐Ｗo[14]，權(quán)衡生計與自然保護是十分重要的挑戰(zhàn)[15]，所以考慮以食物供給為代表的生態(tài)產(chǎn)品供給ES作為確定管理邊界的依據(jù)之一，有助于提高保護地管理政策的可持續(xù)性[14]。2017年發(fā)布的《建立國家公園體制總體方案》和2019年發(fā)布的《關(guān)于建立以國家公園為主體的自然保護地體系的指導(dǎo)意見》2份文件中均指出，游憩機會是自然保護地為公眾提供的服務(wù)和功能之一[16]，但其在近些年來被極大忽視。研究評估了以生態(tài)系統(tǒng)游憩服務(wù)(Recreational Ecosystem Services，RES)為代表的文化ES，將其作為確定管理邊界的另一依據(jù)，有助于實現(xiàn)可持續(xù)保護目標[16]。

擴大自然保護地的保護范圍可以有效阻止自然資源的過度利用，但成本較高[6]，目前各種保護行動的成本很少被量化[17]，保護成本對于政策制定者而言至關(guān)重要[18]，因此必須同時考慮成本與生態(tài)效益。保護成本一般包括經(jīng)濟成本和時間成本，本研究用人為干擾恢復(fù)自然狀態(tài)所需的時間來衡量保護成本。基于生態(tài)效益與保護成本評估權(quán)衡的結(jié)果，研究在總體自然邊界的基礎(chǔ)上確定核心生態(tài)邊界。以生物多樣性和ES雙保護為目標，綜合評估ES、生態(tài)效益及保護成本，提出一種自然保護地邊界評估優(yōu)化方法，以三江源國家公園黃河源園區(qū)(Huanghe River Source Park，HRSP)為例，將其現(xiàn)有邊界優(yōu)化為涵蓋總體自然邊界、核心生態(tài)邊界和管理邊界的多重邊界。

2.1 ES評估方法

2.1.1 基于InVEST(Integrated Valuation of Ecosystem Services and Trade-offs)模型評估碳儲存及生境質(zhì)量ES

InVEST模型碳儲存模塊通過不同的土地利用/土地覆被(Land Use/Land Cover，LULC)類型的碳密度和面積計算得到碳儲量。InVEST碳儲存模型基于LULC類型計算4種碳庫的碳儲存總量：

式中，C為LULC類型單位面積的碳儲量之和；Cabove、Cbelow、Csoil、Cdead分別為地上生物、地下生物、土壤、枯落物碳密度；Ctotal為生態(tài)系統(tǒng)總碳儲量；k為LULC類型；Ak為k的面積。

InVEST模型生境質(zhì)量模塊根據(jù)威脅因子對生境完整性的影響距離、影響權(quán)重等及生境對威脅因子的敏感性建立每種生境與威脅因子之間的關(guān)系并構(gòu)建關(guān)系矩陣，從而計算生境質(zhì)量指數(shù)。

計算公式如下：

式中，Qxj為LULC類型中柵格的生境質(zhì)量；Dxj為LULC類型j中斑塊x的生境威脅水平；Hj為LULC類型的生境適宜性；k為半飽和常數(shù)，在模塊默認設(shè)置為0.5；Wr為脅迫因子的權(quán)重；βx為柵格x的可達性值；Sjr為生境類型j對脅迫因子r的敏感性，Sjr越接近1，說明越敏感；irxy為柵格y的脅迫因子r對生境柵格x的脅迫程度；irxyl和irxye分別為線性和指數(shù)衰減求取的柵格y的脅迫值對柵格x的脅迫程度；dxy為第r類威脅因子的最大威脅距離。

2.1.2 基于SWAT(Soil and Water Assessment Tool)模型評估水源涵養(yǎng)ES

模型首先基于數(shù)字高程模型(DEM)劃分子流域，生成水文響應(yīng)單元(Hydrological Response Unit，HRU)，并計算每個HRU上的產(chǎn)流量，然后計算出子流域水平上的地表徑流、側(cè)向徑流、地下徑流對主河道的貢獻量，最后在匯流階段中，由各個子流域通過河道匯流到總出水口，這個過程中會存在一定的損失量，除此之外，由于研究區(qū)域特殊，在水源涵養(yǎng)總量計算過程中需要考慮積雪融化量。

通過以下公式計算水源涵養(yǎng)總量：

式中，TR為子流域水平上的總徑流對主河道的貢獻量；SR、LF、UR分別為地表徑流、側(cè)向徑流、地下徑流對主河道的貢獻量；TC為匯流總量；WL為河道匯流損失水量；Wtotal為水源涵養(yǎng)總量；Wsnowmelt為積雪融化量。

2.1.3 基于草地載畜量評估食物供給ES

草地為人類提供畜牧業(yè)產(chǎn)品，本研究利用草地載畜量測度食物供給ES[19]。按中華人民共和國農(nóng)業(yè)行業(yè)標準(NY/T 635—2015)，草地載畜量的計算公式如下：

式中，Qs為理論草地載畜量；Ym為草地產(chǎn)草量(kg/hm2)；Ut為牧草利用率：70%；Co為草地可利用率：91.45%；Ha為草地可食牧草比率：80%；Sf為每只羊的日食量(kg)：4；Df為牧草干鮮比：1/3；Gt為放牧天數(shù)：365[20]。

2.1.4 基于綜合美學指數(shù)(Composite Aesthetic Index，CAI)評估RES

由于地表覆蓋和景源點是RES形成的重要因素[21-22]，研究使用基于以上二者組成的CAI來評估研究區(qū)RES：

式中，LCI、SNI分別為土地覆蓋和奇異自然景觀的美學指數(shù)(Aesthetic index，AI)。

首先，提取河流及山脊線作為障礙要素，進行景源點(地質(zhì)遺跡資源點與景觀資源點)的距離累積分析，再根據(jù)每個像元與景源點的距離分級[23]，結(jié)合配對比較法，確定各類土地覆蓋和奇異自然景觀的AI[24](表1)。

表1 景觀美學指數(shù)

2.2 生態(tài)效益及保護成本評估方法

2.2.1 基于生態(tài)增強因子(Enhancement Factor[25]，EF)評估生態(tài)效益

EF為生態(tài)增強因子，用來評估調(diào)整現(xiàn)有保護地邊界產(chǎn)生的生態(tài)效益。EF在本研究中包含2個效益指數(shù)：

式中，EF1為通過區(qū)塊兼并對原有自然保護地的景觀結(jié)構(gòu)與連通度等帶來的正效益，通過以下公式計算：

式中，A為面積；P為周長；ΔA/P為面積周長比增加率；ΔS為形狀特征改變率；S為形狀特征規(guī)則度。

EF2是基于生態(tài)位適宜度機理模型[9，26]設(shè)置的，其是通過兼并區(qū)塊增加的4種代表性珍稀瀕危物種[27](藏原羚Procapra picticaudata、藏野驢Equus kiang、藏羚羊Tibetan antelope、野牦牛Bos mutus)的適宜棲息地面積而帶來的正效益。增加的適宜棲息地面積基于4種物種的分布偏好環(huán)境特征[28]進行空間疊加得出。通過以下公式計算：

式中，ΔHa為增加的重要棲息地面積進行歸一化后得到的值。

2.2.2 基于生物完整性等級(Degree of Biological Integrity[25]，DBI)評估保護成本

生物完整性(Biological Integrity)是衡量生態(tài)健康和功能的一個概念，是評估人類活動對自然系統(tǒng)影響的一種手段[29]。生物完整性程度指數(shù)是各種類型人為改造恢復(fù)自然狀態(tài)所需的時間。α型人為改造：對于沒有導(dǎo)致植物分生組織物理移除的人為改造(例如天然牧草的利用)，自然恢復(fù)時間的最小年限定為5年；β型人為改造：對于植物造成中等程度傷害的人為改造(例如森林火災(zāi))，自然恢復(fù)時間的最小期限定為50年；γ型人為改造：對于導(dǎo)致整個植物體物理移除的人為改造(例如耕作、森林砍伐、工交建設(shè)用地等)，自然恢復(fù)時間的最小期限定為500年；δ型人為改造：導(dǎo)致非生物環(huán)境物理損害的人為干擾(例如礦業(yè)活動)自然恢復(fù)時間的最小期限定為5 000年。

DBI可以用如下公式計算：

式中，Ax%為x型人為改造的LULC的百分比。

2.3 邊界優(yōu)化方法

在ArcGIS中等權(quán)重空間疊加碳儲存、生境質(zhì)量、水源涵養(yǎng)ES綜合評估結(jié)果并進行重分類，將它們分為3類：高、中、低，以子流域為單元，將評估結(jié)果為“高”的子流域i納入現(xiàn)有邊界，形成總體自然邊界。

研究將生態(tài)效益高且保護成本低的子流域納入核心生態(tài)邊界。需進一步進行成本效益分析，計算子流域的EF和DBI，將成本效益值f(i)由高至低排序，篩選納入f(i)較高(前2/3)的子流域，從而在總體自然邊界內(nèi)確定核心生態(tài)邊界。

成本效益值f(i)用如下公式計算：

式中，f(i)為第i個子流域的成本效益值；EFi和DBIi分別為第i個子流域的生態(tài)效益和保護成本。

對于處在總體自然邊界范圍內(nèi)、核心生態(tài)邊界外的子流域被納入管理邊界，研究基于食物供給ES和RES的評估結(jié)果對其進一步確定分區(qū)：食物供給ES評估結(jié)果為“高”(前1/3)的子流域，劃定為傳統(tǒng)生計功能區(qū)；RES評估結(jié)果為“高”(前1/3)的子流域，劃定為游憩功能區(qū)。

3 基于多維度綜合評估的三江源國家公園黃河源園區(qū)邊界優(yōu)化

3.1 研究區(qū)域

研究區(qū)域包含曲麻萊縣、稱多縣、瑪多縣、達日縣、瑪沁縣(圖1)，總面積167 290.92km2，海拔為2 972～6 203m。主要生態(tài)系統(tǒng)有高寒草原、高寒草甸、高寒沼澤濕地三大生態(tài)系統(tǒng)[30]。氣溫和降水均為從西北向東南呈遞增的趨勢。年均氣溫5℃左右，季節(jié)性凍土廣泛，冬季有積雪，研究區(qū)域東部有阿尼瑪卿雪山常年積雪，部分積雪季節(jié)性融化。HRSP位于研究區(qū)域范圍內(nèi)，面積為19 389.91km2。

圖1 研究區(qū)域

長江、黃河和瀾滄江起源于三江源地區(qū)，其具有大量的河流、湖泊、沼澤和濕地，是我國最大的水源涵養(yǎng)生態(tài)功能區(qū)。該地區(qū)碳儲量變化對整體氣候變化起著極大的調(diào)節(jié)作用。除此之外，由于過度放牧等人類活動導(dǎo)致了原生植被數(shù)量減少、濕地面積銳減等生態(tài)問題，給生物多樣性帶來了負面影響。

3.2 數(shù)據(jù)來源

案頭調(diào)查的數(shù)據(jù)包含：數(shù)據(jù)高程模型(DEM)、CFSR氣象數(shù)據(jù)[31]、三江源產(chǎn)草量柵格數(shù)據(jù)集[32]、2010年青海省土地覆被數(shù)據(jù)[33]、HWSD土壤數(shù)據(jù)[34]、地質(zhì)遺跡資源點、景觀資源點。田野調(diào)查于2019年6月進行：1)對案頭調(diào)研中獲取土地覆被數(shù)據(jù)進行勘誤；2)勘察記錄研究區(qū)域內(nèi)所有的人為干擾點(工礦用地等)。

3.3 基于ES綜合評估結(jié)果確定總體自然邊界

3.3.1 ES綜合評估結(jié)果

評估水源涵養(yǎng)ES。生成研究區(qū)域子流域(圖1)，基于SWAT模型及公式(4)計算得出水源涵養(yǎng)總量(圖2)。

圖2 水源涵養(yǎng)ES

評估碳儲存ES。本研究所使用的碳密度參數(shù)[35-38]從既往西部地區(qū)的相關(guān)研究中獲得，碳密度與研究區(qū)域LULC結(jié)合形成研究區(qū)域的碳庫表(表2)，本研究將植被地上碳庫與植被地下碳庫整合為總植被碳庫，運行模型計算得到研究區(qū)域碳儲存總量(圖3)。

表2 LULC碳庫

圖3 碳儲存ES

評估生境質(zhì)量ES。將威脅因子源數(shù)據(jù)、各威脅因子對生境完整性的影響距離、影響權(quán)重及影響方式[39-42](表3)，以及各LULC類型的生境適宜性和對威脅因子的敏感性[39-42](表4)輸入模型，運算輸出生境質(zhì)量ES評估結(jié)果(圖4)。

表3 威脅因子的影響距離、權(quán)重和衰減方式

表4 各類LULC的生境適宜性和對威脅因子的敏感性

圖4 生境質(zhì)量ES

3.3.2 總體自然邊界

疊加上述3項ES評估結(jié)果，得到3項重要的ES綜合評估結(jié)果(圖5)。ES功能極重要、重要、一般重要的分別占研究區(qū)域總面積的28%、33.1%、28.8%。將ES綜合評估結(jié)果與HRSP邊界和約古宗列、阿尼瑪卿自然保護區(qū)現(xiàn)有邊界進行疊加分析，約古宗列自然保護區(qū)為史料中記載的黃河正源所在地，在科研與歷史精神價值方面具有重要意義，生態(tài)系統(tǒng)文化服務(wù)較高。研究區(qū)域內(nèi)綜合ES重要的21個子流域納入HRSP，將它們編號(i)為0～20，確定總體自然邊界(圖8)，總體自然邊界的面積為45 394.18km2。

圖5 ES綜合評估結(jié)果

3.4 基于DBI和EF評估結(jié)果確定核心生態(tài)邊界

3.4.1 DBI和EF評估結(jié)果

首先基于各子流域內(nèi)的人為干擾導(dǎo)致的LULC變化的面積，通過公式(10)計算21個子流域的DBI(表5)。然后通過公式(6)計算與HRSP毗鄰的10個子流域的EF1(表6)，其中非毗鄰的子流域的EF1為0。接著使用公式(9)計算得到EF2(表7)。最后根據(jù)公式(7)計算21個子流域的EF(表7)。

表5 綜合ES重要的21個子流域的人為改造類型和DBI

表6 與HRSP毗鄰的10個區(qū)塊的EF1

表7 綜合ES重要的21個子流域EF2、EF、DBI、f(i)

3.4.2 核心生態(tài)邊界

由于具有最嚴格的保護政策，HRSP的現(xiàn)有邊界也為核心生態(tài)邊界的一部分。根據(jù)公式(11)計算各子流域的f(i)(表7)確定納入HRSP核心生態(tài)邊界的子流域有：2、3、4、5、7、8、11、12、13、14，總共增加16 772.80km2，核心生態(tài)邊界(圖8)的總面積為36 162.71km2。

3.5 確定管理邊界內(nèi)部分區(qū)

3.5.1 食物供給ES和RES評估結(jié)果

根據(jù)公式(5)，使用三江源地區(qū)的草地產(chǎn)草量，估算得出理論載畜量，得出食物供給ES(圖6)。

圖6 食物供給ES

根據(jù)表1確定LCI和SNI，然后根據(jù)公式(6)計算出CAI，得出RES(圖7)。

圖7 RES

3.5.2 管理邊界

將總體自然邊界范圍內(nèi)，核心生態(tài)邊界外的7個子流域0、1、6、9、10、15、16確定為管理邊界的范圍(圖8)，管理邊界總面積為9 231.45km2。

圖8 多重邊界

分區(qū)統(tǒng)計每個子流域的食物供給E S 和RES，并使用自然斷點分級法分為3個等級(高、中、低)，食物供給ES為“高”的3個子流域(1、9、10)為確定管理邊界內(nèi)的當?shù)鼐用駛鹘y(tǒng)生計功能區(qū)。RES為“高”的3個子流域(6、15、16)確定管理邊界內(nèi)的游憩功能區(qū)。

4 結(jié)論與討論

4.1 結(jié)論

厘清自然保護地邊界是整合優(yōu)化自然保護地體系的首要任務(wù)。對于已經(jīng)設(shè)置邊界的自然保護地，應(yīng)該評估生物多樣性與ES是否均得到完全保護，并基于評估結(jié)果進行邊界優(yōu)化，以最大程度實現(xiàn)雙保護目標。本研究以完善與加強ES保護為導(dǎo)向，綜合評估生態(tài)效益與保護成本，提出了一種自然保護地邊界優(yōu)化方法，并以三江源國家公園黃河源園區(qū)為例優(yōu)化調(diào)整其邊界，為實現(xiàn)兼顧生物多樣性與ES的可持續(xù)保護提供新思路。

4.2 討論

使用InVEST、SWAT等模型，通過綜合評估水源涵養(yǎng)、碳儲存、生境質(zhì)量ES，確定了總體自然邊界，以實現(xiàn)生態(tài)系統(tǒng)完整性保護。總體自然邊界內(nèi)應(yīng)該禁止對生態(tài)系統(tǒng)造成巨大甚至不可逆破壞的活動，例如采礦等。為了區(qū)分總體自然邊界內(nèi)部不同區(qū)域的保護力度，研究以DBI和EF為測度指標，評估了總體自然邊界內(nèi)的保護成本與效益，將成本最低、效益最高的地區(qū)確定為核心生態(tài)邊界，以實現(xiàn)高效、低成本保護。核心生態(tài)邊界內(nèi)需采取最嚴格的管理措施，嚴禁任何形式的經(jīng)濟發(fā)展活動，例如伐木、放牧、基礎(chǔ)設(shè)施建設(shè)等。

核心生態(tài)邊界以外的區(qū)域被確定為管理邊界，管理邊界內(nèi)部允許適當?shù)娜藶榛顒樱梢蚤_展適當?shù)纳a(chǎn)、游憩和生活活動。研究評估了食物供給ES和RES，確定傳統(tǒng)生計和游憩功能區(qū)，有助于實現(xiàn)其可持續(xù)發(fā)展與保護。

本研究還存在一些局限。ES的供給和需求均影響著自然保護地的邊界劃定及分區(qū)，在今后的研究中應(yīng)考慮評估ES需求，通過半結(jié)構(gòu)化訪談等方式獲取更多當?shù)乩嫦嚓P(guān)者對于生態(tài)、生產(chǎn)、生活等的需求信息。此外，由于ES的供給和需求存在時空差異，還需考慮非當?shù)乩嫦嚓P(guān)者需求，以實現(xiàn)更廣泛、更可持續(xù)的管理目標。

注：文中圖片均由作者繪制。

致謝：感謝國家林業(yè)和草原局西北調(diào)查規(guī)劃設(shè)計院、青海省林業(yè)和草原局在實地調(diào)研與資料搜集方面的支持。