基于水鳥(niǎo)保護(hù)的長(zhǎng)江流域濕地優(yōu)先保護(hù)格局模擬

郭　云,梁　晨,2 ,李曉文,*

1 北京師范大學(xué)環(huán)境學(xué)院,北京　100875 2 北京清華同衡規(guī)劃設(shè)計(jì)研究院有限公司,北京　100085

長(zhǎng)江流域濕地是我國(guó)淡水濕地資源最為豐富的區(qū)域之一,濕地面積達(dá)1154萬(wàn)hm2,占全國(guó)濕地總面積的21.5%[1]。由于橫跨我國(guó)三大地理階梯,覆蓋不同氣候帶,地貌-氣候分異孕育出豐富的流域濕地生態(tài)系統(tǒng)類型,從河流發(fā)源地的高原湖泊、沼澤濕地,長(zhǎng)江上游的森林濕地,到長(zhǎng)江中游的各類湖泊濕地集中區(qū),以及入海口的灘涂濕地,為不同生物提供了多樣的棲息生境,是世界生物多樣性最豐富的區(qū)域之一[2]。然而由于人類長(zhǎng)期對(duì)濕地資源不合理的開(kāi)發(fā)利用,其濕地已大面積減少,濕地生物多樣性驟減[1],成為我國(guó)經(jīng)濟(jì)發(fā)展與生態(tài)保護(hù)矛盾最為突出的區(qū)域之一。20世紀(jì)50年代至今,僅江漢平原湖泊水面面積就由7000余km2減至2400km2。2012年湖北省第二次濕地調(diào)查與2000年第一次調(diào)查相比,同口徑自然濕地總面積減少10.26萬(wàn)hm2。同時(shí),相關(guān)研究表明：長(zhǎng)江流域濕地保護(hù)區(qū)現(xiàn)有保護(hù)體系的代表性仍不充分,沒(méi)有形成基于流域連接性存在的保護(hù)效率不高[3- 4]。針對(duì)于流域濕地,考慮到流域濕地結(jié)構(gòu)完整性和流域單元連接性,應(yīng)從流域尺度上強(qiáng)調(diào)濕地保護(hù)格局對(duì)流域濕地整體保護(hù)的貢獻(xiàn)[5]。而濕地系統(tǒng)保護(hù)格局優(yōu)化就是對(duì)以往局限于小尺度、孤立格局濕地保護(hù)模式的反思[6]。

系統(tǒng)保護(hù)規(guī)劃是在基于生態(tài)區(qū)的生物多樣性保護(hù)和保護(hù)空缺分析基礎(chǔ)上發(fā)展起來(lái)的區(qū)域生物多樣性保護(hù)規(guī)劃方法。該方法強(qiáng)調(diào)CARE四原則保護(hù)理念,即所設(shè)置保護(hù)對(duì)象的互補(bǔ)性,充分性,代表性和高效性[7]。在此基礎(chǔ)上選擇保護(hù)對(duì)象,綜合考慮保護(hù)格局所耗費(fèi)的社會(huì)經(jīng)濟(jì)成本,通過(guò)設(shè)定合理的保護(hù)目標(biāo),通過(guò)基于退火算法的優(yōu)化模型(如Marxan),順序確定對(duì)整體保護(hù)格局貢獻(xiàn)率高同時(shí)耗費(fèi)成本低的保護(hù)格局要素,最終確定具有不可替代性的優(yōu)先保護(hù)格局,該格局能有效地提高保護(hù)效益[8- 9]。該方法自創(chuàng)立近20年來(lái)已廣泛應(yīng)用于陸域生態(tài)系統(tǒng),近5年來(lái)部分學(xué)者強(qiáng)調(diào)流域單元的連接性和流域過(guò)程的可持續(xù)性原則,將其運(yùn)用于淡水流域濕地系統(tǒng)保護(hù)規(guī)劃,取得了突出的研究成果[10-11]。

長(zhǎng)江流域生物多樣性豐富,目前已有不少學(xué)者針對(duì)長(zhǎng)江流域生態(tài)系統(tǒng)生物多樣性進(jìn)行重點(diǎn)保護(hù)區(qū)域研究及保護(hù)空缺分析。Heiner等人是基于長(zhǎng)江上游淡水生態(tài)系統(tǒng)分類及專家建議的重要魚(yú)類分布區(qū)分析得出長(zhǎng)江上游區(qū)域水生生態(tài)系統(tǒng)的保護(hù)空缺[12]。李曉文、黃心一等分析了長(zhǎng)江中游濕地保護(hù)空缺[13-14],徐衛(wèi)華等基于長(zhǎng)江流域重要保護(hù)物種分布格局確定了長(zhǎng)江流域優(yōu)先保護(hù)區(qū)域,其重要物種分布信息全面,但沒(méi)有考慮濕地生態(tài)系統(tǒng)層面保護(hù)的目標(biāo)[15]。但尚未基于流域濕地生態(tài)系統(tǒng)和物種分布,開(kāi)展流域尺度上濕地保護(hù)優(yōu)先格局的相關(guān)研究。目前整個(gè)長(zhǎng)江流域濕地生態(tài)系統(tǒng)基于生物多樣性的優(yōu)先保護(hù)格局尚不清楚、基于現(xiàn)有的保護(hù)體系保護(hù)空缺沒(méi)有確定和識(shí)別。因此,本研究著眼于長(zhǎng)江流域淡水濕地生態(tài)系統(tǒng)的保護(hù)規(guī)劃,通過(guò)設(shè)定流域單元作為規(guī)劃單元,將基于長(zhǎng)江流域氣候-地貌分異的流域濕地分類單元作為生態(tài)系統(tǒng)水平保護(hù)目標(biāo)并考慮濕地水禽分布作為物種層面上的保護(hù)目標(biāo),基于系統(tǒng)保護(hù)規(guī)劃構(gòu)架,模擬確定了長(zhǎng)江流域濕地保護(hù)的優(yōu)先格局, 基于原保護(hù)網(wǎng)絡(luò)的基礎(chǔ)上評(píng)估優(yōu)化后體系的有效性以及保護(hù)空缺分析。本研究突出了基于淡水濕地生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)自然屬性的格局優(yōu)化方法,其研究結(jié)果也為長(zhǎng)江流域濕地生態(tài)保護(hù)優(yōu)先區(qū)和生態(tài)保護(hù)紅線的確定提供相關(guān)的決策信息。

1　研究區(qū)概況

發(fā)源于青藏高原唐古拉山脈長(zhǎng)江流域,流經(jīng)我國(guó)19個(gè)省份,在崇明島注入東海。流域總面積達(dá)1 80萬(wàn)km2,自西向東橫跨我國(guó)三大地理階梯(圖1)。流域東部2/3區(qū)域受東亞季風(fēng)氣候影響,流域西部約1/3區(qū)域?yàn)楦咴撅L(fēng)區(qū)。充沛的水資源條件,加之氣候、地貌的顯著差異孕育了豐富的濕地資源,濕地總面積達(dá)945.68萬(wàn)hm2,是我國(guó)淡水濕地類型和數(shù)量最為豐富的區(qū)域[16-17]。長(zhǎng)江上游海拔超過(guò)4000m,主要濕地類型是高寒濕地和河谷濕地,其中大部分高原沼澤濕地分布于長(zhǎng)江源頭,濕地面積達(dá)367.86萬(wàn)hm2,生物多樣性極為豐富[16,18]；長(zhǎng)江中下游地區(qū)位于我國(guó)第三階梯,地勢(shì)平坦,是淡水湖泊濕地和人工濕地的集中分布區(qū)。其中長(zhǎng)江中游濕地面積為266.34萬(wàn)hm2,是淡水濕地及生物多樣性的關(guān)鍵生態(tài)區(qū)；長(zhǎng)江下游濕地面積為311.49萬(wàn)hm2,在入海口處有大片灘涂濕地[18]。為保護(hù)長(zhǎng)江流域代表性濕地生態(tài)系統(tǒng),長(zhǎng)江流域(截至2016年)已建立國(guó)家級(jí)濕地保護(hù)區(qū)23處。

圖1　長(zhǎng)江流域及其子流域位置分布圖Fig.1　The map of Yangtze River Basin and its sub-catchments Ⅰ：金沙江石鼓以上headwater sub-basin；Ⅱ：金沙江石鼓以下 Jingshajiang sub-basin；Ⅲ：岷沱江 Ming-Tuo sub-basin；Ⅳ：嘉陵江Jialinjiang sub-basin；Ⅴ：烏江 Wujiang sub-basin；Ⅵ：長(zhǎng)江上游干流流域Upper mainstream sub-basin；Ⅶ：洞庭湖水系 Dongting Lake Basin；Ⅷ：漢江 Hanjiang sub-basin；Ⅸ：鄱陽(yáng)湖水系 Poyang Lake basin；Ⅹ：長(zhǎng)江中游干流流域 Middle mainstream sub-basin；Ⅺ：長(zhǎng)江下游干流流域Lower mainstream sub-basin；Ⅻ：太湖水系 Taihu sub-basin

2　研究方法

2.1　規(guī)劃單元的設(shè)置

依據(jù)濕地生態(tài)系統(tǒng)特有的流域連接性,本研究采用ArcHyro工具建立適合尺度集水區(qū)單元作為系統(tǒng)保護(hù)規(guī)劃格局模擬的規(guī)劃單元[19]。集水區(qū)單元作為規(guī)劃單元突出了流域濕地生態(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。為兼顧Marxan模擬精度和計(jì)算能力的制約,基于敏感性分析本研究以360km2作為規(guī)劃單元(集水區(qū))平均面積,共包括規(guī)劃單元4916個(gè)。設(shè)置規(guī)劃使用90m分辨率DEM數(shù)據(jù)為美國(guó)太空總署(NASA)和國(guó)防部國(guó)家測(cè)繪局(NIMA)聯(lián)合測(cè)量的SRTM_DEM數(shù)據(jù),所采用長(zhǎng)江流域水系分布數(shù)據(jù)源自全國(guó)基礎(chǔ)地理信息中心。

2.2　保護(hù)對(duì)象：濕地氣候-地貌分類類型與物種分布區(qū)

對(duì)于生物多樣性的保護(hù)其保護(hù)對(duì)象很難界定,系統(tǒng)保護(hù)規(guī)劃一般將保護(hù)對(duì)象設(shè)為生態(tài)系統(tǒng)(生境)水平和物種水平的生物多樣性的替代因子來(lái)規(guī)劃。本研究綜合考慮流域內(nèi)地貌單元和氣候類型等決定區(qū)域濕地生態(tài)水文過(guò)程的關(guān)鍵因子,為突出其氣候地貌導(dǎo)致不同水文過(guò)程差異的顯著性[20-23],將不同的濕地類型依據(jù)其所處的氣候帶和地貌類型細(xì)分為濕地氣候-地貌分類類型,將其作為生態(tài)系統(tǒng)類型的多樣性進(jìn)行保護(hù),是宏觀層次的保護(hù)對(duì)象。其中濕地類型是基于中科院遙感科學(xué)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室所提供的全國(guó)濕地遙感分類數(shù)據(jù)[24],地貌類型只考慮平原、丘陵、高原和山地主要地貌分異,氣候類型為中國(guó)自然氣候分區(qū)主要類型[25]。從全國(guó)濕地遙感分類數(shù)據(jù)中提取長(zhǎng)江流域范圍濕地類型(流域范圍按全國(guó)水資源分區(qū)確定),將其與氣候-地貌類型進(jìn)行綜合分類,最終確定長(zhǎng)江流域范圍內(nèi)濕地氣候-地貌綜合分類類型共28種(表1,圖2),將其作為生態(tài)系統(tǒng)水平保護(hù)對(duì)象設(shè)置于系統(tǒng)保護(hù)規(guī)劃目標(biāo)中。

表1　長(zhǎng)江流域生態(tài)地理濕地類型

物種水平保護(hù)目標(biāo)主要采用濕地水禽,依其主要分布范圍,濕地生境代表性和IUCN瀕危等級(jí),選擇113種水鳥(niǎo)(圖3),其分布數(shù)據(jù)來(lái)源于中國(guó)鳥(niǎo)類觀測(cè)中心網(wǎng)站(http://www.birdreport.cn/)并參考中國(guó)鳥(niǎo)類野外手冊(cè)[26]。濕地鳥(niǎo)類,特別是瀕危水禽多為食物鏈的頂級(jí)物種,對(duì)河流和非河流(湖泊、沼澤等)濕地生態(tài)系統(tǒng)健康均具有一定指示意義,且其種群分布數(shù)量和種群動(dòng)態(tài)易于觀測(cè)統(tǒng)計(jì),故可以作為濕地生物多樣性保護(hù)的指示物種,本研究由于魚(yú)類、兩棲類等其他生物類群分布數(shù)據(jù)缺乏,本研究?jī)H將水鳥(niǎo)分布區(qū)作為物種水平保護(hù)目標(biāo)。

圖2　長(zhǎng)江流域濕地生態(tài)地理綜合分類類型及其空間分布(圖例參數(shù)具體參見(jiàn)表1)Fig.2　The map of eco-geographic wetland types of Yangtze River Basin

圖3　長(zhǎng)江流域鳥(niǎo)類分布圖Fig.3　Distribution map of birds in the Yangtze River Basin

2.3　保護(hù)成本

在系統(tǒng)保護(hù)規(guī)劃研究中,保護(hù)代價(jià)分析也可稱生態(tài)完整性分析,或生境適宜性。其中代價(jià)指數(shù)與完整性指數(shù)是互為倒數(shù)的,保護(hù)代價(jià)越高就說(shuō)明區(qū)域的生態(tài)完整性越差,受到的人為影響也越大,相對(duì)來(lái)說(shuō)其生物多樣性的適宜程度就越低。本研究其實(shí)是基于這樣一個(gè)理念：完整的生物學(xué)系統(tǒng)能有效地支撐和維持生物學(xué)要素和生態(tài)過(guò)程[27]。由于難以直接度量保護(hù)代價(jià),因此參照梁晨等[28]相關(guān)研究,選取了公路、鐵路、城鎮(zhèn)、農(nóng)村居民點(diǎn)和水壩和保護(hù)區(qū)構(gòu)建人為干擾指數(shù),作為計(jì)算集水單元保護(hù)代價(jià)的間接因子。將每個(gè)因子的度量標(biāo)準(zhǔn)化到0—1之間,然后乘以權(quán)重系數(shù)(表2),再相加,即得每個(gè)集水區(qū)的保護(hù)代價(jià)指數(shù)。最后再將基于公路、鐵路、水壩、農(nóng)村居民點(diǎn)和城鎮(zhèn)分布等影響因子得出的保護(hù)代價(jià)指數(shù)用保護(hù)區(qū)覆蓋面積來(lái)調(diào)整,得的最終保護(hù)代價(jià)指數(shù)分布,公式如下：

(1)

C′=C(1-0.5R)

(2)

式中：Vi為每個(gè)集水區(qū)內(nèi)因子i的度量值,Wi為因子i的權(quán)重,j為每個(gè)集水區(qū)內(nèi)因子的個(gè)數(shù),C為每個(gè)集水區(qū)調(diào)整前的代價(jià)值,C′為每個(gè)集水區(qū)經(jīng)過(guò)保護(hù)區(qū)調(diào)整后的代價(jià)值,R為每個(gè)集水區(qū)內(nèi)被保護(hù)區(qū)覆蓋的面積比。

表2　各影響因子的度量和權(quán)重

2.4　格局優(yōu)化及保護(hù)空缺識(shí)別

本研究運(yùn)用系統(tǒng)保護(hù)規(guī)劃的方法,利用基于空間優(yōu)化模型-Marxan設(shè)計(jì)長(zhǎng)江流域濕地優(yōu)化格局,該模型基于退火算法依據(jù)空間規(guī)劃單元(集水單元)對(duì)整體保護(hù)格局的貢獻(xiàn)率,計(jì)算其不可替代性值,并確定其具有高不可替代性的規(guī)劃單元作為優(yōu)先保護(hù)格局。在優(yōu)先格局模擬需設(shè)置優(yōu)化的目標(biāo)水平,參考IUCN陸地生態(tài)系統(tǒng)(包括水域)保護(hù)規(guī)劃10%—30%的置標(biāo)準(zhǔn),本研究選擇其上限即各生態(tài)系統(tǒng)類型和物種分布范圍的30%作為優(yōu)化后應(yīng)達(dá)到的保護(hù)比例。

另外,通過(guò)Marxan邊緣長(zhǎng)度調(diào)節(jié)(Boundary Length Modifer, BLM)模塊來(lái)調(diào)節(jié)格局優(yōu)化過(guò)程中保護(hù)格局的連接度和聚集度。一般認(rèn)為連接度高、聚集度高的格局更有生物多樣性的維持以及相對(duì)集中的保護(hù)格局也有利于濕地保護(hù)保護(hù)工作的實(shí)施和管理,但過(guò)于集中連片的保護(hù)區(qū)域會(huì)導(dǎo)致保護(hù)所需土地資源代價(jià)增加,為了權(quán)衡保護(hù)格局聚集度和保護(hù)代價(jià),采用敏感性分析得到合理的BLM值, 0.00009。

最后,通過(guò)Marxan模型得到不可替代性高的地區(qū)作為優(yōu)先保護(hù)的區(qū)域,通過(guò)對(duì)比優(yōu)先保護(hù)格局與現(xiàn)有保護(hù)區(qū)分布格局,識(shí)別具有不可替代性保護(hù)價(jià)值,同時(shí)游離于現(xiàn)有保護(hù)體系之處的保護(hù)空缺,并在此基礎(chǔ)上按照長(zhǎng)江流域12個(gè)子流域的分區(qū)分別分析討論不同分區(qū)中優(yōu)化成效以及保護(hù)空缺情況。保護(hù)空缺分析所需濕地保護(hù)區(qū)數(shù)據(jù)主要是來(lái)源于世界自然保護(hù)區(qū)數(shù)據(jù)庫(kù)(Word Database on Protected Area, http://www.wdpa.org/),經(jīng)校正缺少長(zhǎng)沙貢瑪國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)空間分布數(shù)據(jù),由于對(duì)于整體的格局影響不大,本研究將其忽略。

3　結(jié)果與分析

3.1　各子流域濕地保護(hù)現(xiàn)狀及其格局優(yōu)化結(jié)果

模擬得到長(zhǎng)江流域優(yōu)化格局及現(xiàn)有保護(hù)體系分布格局(圖4),長(zhǎng)江流域源區(qū)(金沙江石鼓以上河段)是高原濕地的集中區(qū),濕地面積比例最大且濕地保護(hù)比例最大,基本納入三江源和若爾蓋國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)范圍。金沙江石鼓以下河段目前保護(hù)比例(現(xiàn)有保護(hù)的面積內(nèi)的濕地面積/整個(gè)子流域濕地面積)為19.74%,優(yōu)化后保護(hù)比例(優(yōu)先保護(hù)中濕地面積/整個(gè)子流域濕地面積))可以提升19%,且保護(hù)空缺主要集中在海子山國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)的周邊。岷沱江子流域目前濕地保護(hù)比例是7.05%,優(yōu)化后保護(hù)比例提升至22.08%,優(yōu)化區(qū)域主要位于四川宜賓縣范圍。嘉陵江流域和長(zhǎng)江上游干流流域的保護(hù)優(yōu)化比例提升較大,其中長(zhǎng)江上游干流流域優(yōu)化后的保護(hù)比例提升為42%,且優(yōu)化格局集中。烏江流域優(yōu)化后保護(hù)比例可提升12%；洞庭湖水系和漢江水系目前濕地保護(hù)體系較為充分,優(yōu)化后僅分別提升6.60%和6.06%；鄱陽(yáng)湖水系優(yōu)化后濕地保護(hù)比例可從目前7.10%提升至28.49%。長(zhǎng)江中游干流流域和長(zhǎng)江下游干流流域分布數(shù)量較多的中小型湖泊濕地,優(yōu)化后保護(hù)比例均提升了15%。太湖水系濕地保護(hù)優(yōu)化效果顯著,優(yōu)化比例提升可達(dá)40.89%,表明該區(qū)域濕地保護(hù)亟待加強(qiáng)。

圖4　長(zhǎng)江流域優(yōu)先保護(hù)格局Fig.4　The priority pattern for wetland conservation in the Yangtze River Basin

3.2　各子流域濕地及不同類型濕地保護(hù)空缺分析

基于長(zhǎng)江各主要子流域單元,通過(guò)優(yōu)先保護(hù)格局與現(xiàn)有國(guó)家級(jí)濕地保護(hù)區(qū)對(duì)比評(píng)估確定濕地保護(hù)空缺(圖5),結(jié)果表明：石鼓以下金沙江流域濕地保護(hù)空缺集中于青海玉樹(shù)縣、四川甘孜州石渠縣西部、甘孜縣南部和理塘縣南部的高原濕地等區(qū)域；岷沱江和嘉陵江流域目前沒(méi)有設(shè)立國(guó)家級(jí)濕地保護(hù)區(qū),其中岷沱江子流域保護(hù)空缺主要分布在四川宜賓縣長(zhǎng)江北岸區(qū)域；嘉陵江流域和長(zhǎng)江上游干流流域的保護(hù)空缺集中于重慶市域西北部；烏江流域只有1個(gè)國(guó)家級(jí)保護(hù)區(qū),濕地保護(hù)空缺集中在貴州省習(xí)水縣北部的湖泊濕地；洞庭湖水系和漢江水系共有國(guó)家級(jí)保護(hù)區(qū)4個(gè),保護(hù)空缺主要局限在湖北省荊州市與湖南省益陽(yáng)市、湖南省常德市交匯處,所占比例低；鄱陽(yáng)湖水系及長(zhǎng)江中游干流流域主要保護(hù)空缺則分布在江西上饒、南昌交界處和湖南新洲區(qū)；長(zhǎng)江下游干流流域目前存在國(guó)家級(jí)保護(hù)區(qū)6個(gè),數(shù)量最多,濕地保護(hù)空缺則主要為安慶市的沿江濕地群。

圖5　長(zhǎng)江各子流域濕地保護(hù)狀況及其保護(hù)空缺比較 Fig.5　Comparing the area and the percentage of protected wetlands with those within conservation gaps based on the sub-catchments of Yangtze River Basin

4　討論

4.1　濕地保護(hù)格局優(yōu)化建議

根據(jù)長(zhǎng)江流域不同區(qū)域的保護(hù)空缺比例和格局以及人為干擾程度,將其分為四個(gè)主要區(qū)域提出保護(hù)規(guī)劃建議。

(1)長(zhǎng)江流域源區(qū): 該區(qū)域主要為高原沼澤濕地,在高原生態(tài)系統(tǒng)及生物多樣性維持、水土保持、水源涵養(yǎng)、碳匯和氣候條件方面發(fā)揮著重要的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能,雖然人為干擾程度相對(duì)較低,但濕地生態(tài)環(huán)境脆弱,農(nóng)牧業(yè)發(fā)展和城鎮(zhèn)化帶來(lái)的道路基礎(chǔ)設(shè)施建設(shè)等人為干擾活動(dòng)是該區(qū)域濕地生態(tài)系統(tǒng)受到的主要威脅[29]。但由于該區(qū)域三江源、若爾蓋等超大型國(guó)家保護(hù)區(qū)已基本覆蓋主要濕地區(qū)域,因此建議對(duì)加強(qiáng)對(duì)保護(hù)區(qū)內(nèi)外放牧和基礎(chǔ)設(shè)施建設(shè)等人為活動(dòng)的管理和合理規(guī)劃,但不必再新建大面積濕地保護(hù)區(qū)。

(2)長(zhǎng)江流域上游區(qū)域: 該區(qū)域濕地類型以高原、山地河流濕地和密集分布的高原湖泊濕地群為主,以河溪和高原湖泊水生生物類群構(gòu)成的生物多樣性具有獨(dú)特而重要的保護(hù)價(jià)值[30]。目前保護(hù)空缺面積較小,且相對(duì)集中于面積分布在青海隆寶國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)和四川海子山國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)附近。建議該區(qū)域可以適當(dāng)擴(kuò)大保護(hù)區(qū)外圍或者調(diào)整邊界以達(dá)到縮小保護(hù)空缺的目的。嘉陵江和長(zhǎng)江上游干流流域保護(hù)空缺集中在重慶市轄范圍,烏江流域保護(hù)空缺則分布在貴州省習(xí)水縣北部,這些區(qū)域可以依據(jù)周邊社會(huì)經(jīng)濟(jì)活動(dòng)現(xiàn)狀,設(shè)立濕地保護(hù)區(qū)或者保護(hù)小區(qū)加以保護(hù),并管控放牧、開(kāi)墾等人為活動(dòng)。

(3)長(zhǎng)江流域中下游區(qū)域: 該區(qū)域是平原湖泊濕地類型集中分布區(qū)域,也是我國(guó)重要農(nóng)業(yè)經(jīng)濟(jì)區(qū),人口密集,濕地生態(tài)環(huán)境壓力大,大規(guī)模的圍墾和以水利水電設(shè)施建設(shè)導(dǎo)致江湖阻隔,湖泊濕地大面積被侵占,以瀕危水禽和洄游魚(yú)類代表的淡水生物多樣性迅速退化消失,通江湖泊濕地原有蓄滯洪水和水體自凈功能顯著減弱[31]。該區(qū)域盡管已建立一定數(shù)量的濕地保護(hù)區(qū),但除洞庭湖流域保護(hù)較為充分外,鄱陽(yáng)湖、太湖流域及龍感湖等安慶沿江湖泊保護(hù)空缺仍較顯著,考慮到這些區(qū)域人類社會(huì)經(jīng)濟(jì)活動(dòng)的難以避免,可以采取建立濕地公園、濕地保護(hù)小區(qū)等兼顧濕地保護(hù)和資源利用的形式建立較為完善的濕地保護(hù)網(wǎng)絡(luò),一定程度上填補(bǔ)保護(hù)空缺。

(4)長(zhǎng)江口濕地區(qū)域: 該區(qū)域以崇明東灘和九段沙濕地為主的河口濕地是長(zhǎng)江口規(guī)模最大、發(fā)育最完善的河口型潮汐灘涂濕地,該區(qū)域?yàn)┩繚竦卦蕉乃B(niǎo)總量逾百萬(wàn)只,是亞太地區(qū)遷徙水鳥(niǎo)的重要通道,也是多種生物周年性溯河和降河洄游的必經(jīng)通道,具有國(guó)際意義的重要保護(hù)價(jià)值[32]。但大面積農(nóng)業(yè)開(kāi)發(fā),港口和工業(yè)開(kāi)發(fā)區(qū)建設(shè),特別是沿海大堤等圍填海工程建設(shè)以及米草等入侵植物的泛濫蔓延,導(dǎo)致濱海灘涂濕地面積萎縮,生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能退化[33]。模擬結(jié)果顯示,該區(qū)域主要濱海灘涂濕地已納入濕地保護(hù)體系,保護(hù)空缺不顯著,不必建立或擴(kuò)展目前濱海濕地保護(hù)體系。但考慮到大壩建設(shè)和圍填海活動(dòng)對(duì)已保護(hù)濕地的長(zhǎng)期累積性影響,應(yīng)開(kāi)展針對(duì)性的濱海濕地修復(fù)項(xiàng)目緩解圍填海活動(dòng)及海平面上升導(dǎo)致并加劇的濱海濕地海岸擠壓效應(yīng)的不利影響。用新建保護(hù)區(qū),強(qiáng)化保護(hù)區(qū)管理措施。

4.2　研究展望

(1)研究不足

本研究在設(shè)置生態(tài)系統(tǒng)層次的保護(hù)對(duì)象時(shí),將傳統(tǒng)的濕地分類擴(kuò)充為生態(tài)地理綜合濕地分類系統(tǒng),將處于不同生態(tài)地理區(qū)域的不同濕地類型都納入保護(hù)對(duì)象中,是應(yīng)對(duì)氣候變化合理的保護(hù)對(duì)象設(shè)置。然而由于宏觀遙感技術(shù)手段的局限性,本研究中濕地系統(tǒng)的分類比較粗略,且由于數(shù)據(jù)的獲取性,本文物種層次的保護(hù)對(duì)象只有鳥(niǎo)類,在之后的研究中需要增加魚(yú)類等指示物種。此外,對(duì)于水禽類數(shù)據(jù)的處理,本研究只是篩選了列入IUCN里水禽的分布范圍等值賦予權(quán)重,但是鳥(niǎo)類的瀕危等級(jí)及不同集水區(qū)的生活階段都不盡相同,在日后的研究中應(yīng)加以考慮。本研究只有一種情景的設(shè)置,沒(méi)有考慮多種成本、不同目標(biāo)等的設(shè)置,也應(yīng)在之后研究進(jìn)行補(bǔ)充,有效說(shuō)明該優(yōu)化格局的不同優(yōu)勢(shì)的權(quán)衡。

(2) 建立濕地氣候-地貌綜合分類類型的必要性

本研究強(qiáng)調(diào)由于氣候-地貌差異對(duì)濕地生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)與功能差異性的塑造,初步建立了基于淡水濕地主要類型和大尺度氣候-地貌分異的濕地氣候地貌綜合分類類型,并將其作為生態(tài)系統(tǒng)水平的保護(hù)目標(biāo)。這一方面基于氣候地貌影響下即便同類濕地所具有的不同生物多樣性特征和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能得獨(dú)特性和不可替代性；另一方面還考慮到未來(lái)氣候變化驅(qū)動(dòng)下不同濕地氣候-地貌分類類型可能發(fā)生相互轉(zhuǎn)變過(guò)程,對(duì)上述氣候-地貌因素濕地類型的整體保護(hù)也將有利于維持氣候變化背景下濕地生態(tài)系統(tǒng)類型和功能多樣性的,強(qiáng)化其適應(yīng)氣候變化的潛力。因此,將濕地氣候地貌類型納入保護(hù)目標(biāo)也可以作為流域濕地氣候適應(yīng)性管理的一種有效措施。長(zhǎng)江流域面積廣闊,因此本研究建立的是基于宏觀尺度、主要類型的濕地氣候-地貌分類類型。實(shí)際上,可以在系列不同分類精度上建立高的濕地氣候-地貌分類類型以適用于不同尺度、不同地理背景的濕地保護(hù)規(guī)劃研究。未來(lái)尚需針對(duì)不同濕地氣候-地貌類型,開(kāi)展相關(guān)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能和氣候適應(yīng)性變化,以不同修正其分類體系,并依其生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能評(píng)估不同類型的保護(hù)價(jià)值,在此基礎(chǔ)上提升流域濕地保護(hù)的科學(xué)性和有效性。

(3)強(qiáng)調(diào)對(duì)流域濕地縱行-橫向-垂向連接性的保護(hù)

與陸域生態(tài)系統(tǒng)顯著不同,流域濕地存在顯著的縱向(上下游之間)、橫向(河道-集水區(qū))和垂向(地表水-地下水)的水文連接性[11,34]。以往陸域生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)規(guī)劃往往將濕地作為附屬成分,其格局優(yōu)化與保護(hù)規(guī)劃評(píng)估過(guò)程中往往忽略了淡水濕地系統(tǒng)的三維連接性,其格局優(yōu)化措施不利于維護(hù)流域濕地系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能的完整性以及減輕周邊人類活動(dòng)的影響。如忽視濕地核心護(hù)區(qū)上游濕地或周邊匯水區(qū)土地利用管理,可能導(dǎo)致污染擴(kuò)散,水文連通阻隔效應(yīng)對(duì)核心保護(hù)濕地的負(fù)面影響。因此,需要建立一套適用于流域濕地系統(tǒng),充分考慮其三維連接效應(yīng)的保護(hù)規(guī)劃和濕地格局優(yōu)化方法。近年來(lái),澳洲學(xué)者在基于流域濕地連接性保護(hù)做了大量開(kāi)創(chuàng)性工作,但如何定量表征三維連通性的強(qiáng)弱,特別是地表水-地下水連通性度量,以及更大尺度上跨流域濕地功能的耦合和連接性表征等有待深入研究。

(4)系統(tǒng)保護(hù)與系統(tǒng)修復(fù)規(guī)劃的整合

借鑒系統(tǒng)保護(hù)規(guī)劃方法構(gòu)架,探索系統(tǒng)修復(fù)規(guī)劃(Systematic rehabilitation planning)是國(guó)際上系統(tǒng)保護(hù)規(guī)劃發(fā)展的最新動(dòng)向,并且首先在淡水濕地保護(hù)規(guī)劃領(lǐng)域有所突破[35-36]。濕地系統(tǒng)修復(fù)規(guī)劃針對(duì)以往過(guò)于重視局域尺度恢復(fù)成功,忽視恢復(fù)斑塊彼此之間的整體格局優(yōu)化的不足,強(qiáng)調(diào)區(qū)域濕地系統(tǒng)恢復(fù)之間的格局與功能關(guān)聯(lián),著眼于通過(guò)濕地恢復(fù)整體格局優(yōu)化設(shè)計(jì),充分提升區(qū)域濕地生態(tài)系統(tǒng)整體功能,而非僅僅局域尺度上的恢復(fù)成功[37]。未來(lái)應(yīng)將流域濕地保育和恢復(fù)統(tǒng)一整合于流域濕地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能格局優(yōu)化構(gòu)架中,在系統(tǒng)保護(hù)與系統(tǒng)修復(fù)基礎(chǔ)上進(jìn)一步強(qiáng)調(diào)恢復(fù)格局與已有保護(hù)格局的格局與功能關(guān)聯(lián),及其保護(hù)-恢復(fù)整體格局的優(yōu)化效應(yīng),克服以往保護(hù)與恢復(fù)格局彼此孤立分析辨識(shí)的局限[38]。使得濕地恢復(fù)不僅關(guān)注局域尺度濕地恢復(fù)的目標(biāo)、可行性和具體措施,同時(shí)強(qiáng)調(diào)局域濕地修復(fù)對(duì)大尺度生態(tài)過(guò)程和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的影響,以及濕地保護(hù)修復(fù)整體格局作為緩解人類活動(dòng)-氣候變化對(duì)流域濕地生態(tài)系統(tǒng)的共同影響的生態(tài)調(diào)控途徑。

參考文獻(xiàn)(References):

[1]薛蕾, 徐承紅. 長(zhǎng)江流域濕地現(xiàn)狀及其保護(hù). 生態(tài)經(jīng)濟(jì), 2015, 31(12): 10- 13.

[2]呂新華, 劉清. 長(zhǎng)江流域的濕地資源及其恢復(fù)保護(hù). 地理與地理信息科學(xué), 2003, 19(1): 70- 73, 90- 90.

[3]Abell R, Allan J D, Lehner B. Unlocking the potential of protected areas for freshwaters. Biological Conservation, 2007, 134(1): 48- 63.

[4]燕然然, 蔡曉斌, 王學(xué)雷, 厲恩華, 鄧帆, 李輝, 姜?jiǎng)⒅? 趙素婷. 長(zhǎng)江流域濕地自然保護(hù)區(qū)分布現(xiàn)狀及存在的問(wèn)題. 濕地科學(xué), 2013, 11(1): 136- 144.

[5]Zedler J B. Progress in wetland restoration ecology. Trends in Ecology & Evolution, 2000, 15(10): 402- 407.

[6]李曉文, 李夢(mèng)迪, 梁晨, 諸葛海錦. 濕地恢復(fù)若干問(wèn)題探討. 自然資源學(xué)報(bào), 2014, 29(7): 1257- 1269.

[7]Margules C, Sarkar S. Systematic Conservation Planning. Cambridge: Cambridge University Press, 2007.

[8]Margules C R, Pressey R L. Systematic conservation planning. Nature, 2000, 405(6783): 243- 253.

[9]Kukkala A S, Moilanen A. Core concepts of spatial prioritisation in systematic conservation planning. Biological Reviews of the Cambridge Philosophical Society, 2013, 88(2): 443- 464.

[10]Nel J L, Reyers B, Roux D J, Impson N D, Cowling R M. Designing a conservation area network that supports the representation and persistence of freshwater biodiversity. Freshwater Biology, 2011, 56(1): 106- 124.

[11]Hermoso V, Linke S, Prenda J, Possingham H P. Addressing longitudinal connectivity in the systematic conservation planning of fresh waters. Freshwater Biology, 2011, 56(1): 57- 70.

[12]Heiner M, Higgins J, Li X H, Baker B. Identifying freshwater conservation priorities in the Upper Yangtze River Basin. Freshwater Biology, 2011, 56(1): 89- 105.

[13]李曉文, 鄭鈺, 趙振坤, 黎聰. 長(zhǎng)江中游生態(tài)區(qū)濕地保護(hù)空缺分析及其保護(hù)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2007, 27(12): 4979- 4989.

[14]黃心一, 李帆, 陳家寬. 基于系統(tǒng)保護(hù)規(guī)劃法的長(zhǎng)江中下游魚(yú)類保護(hù)區(qū)網(wǎng)絡(luò)規(guī)劃. 中國(guó)科學(xué): 生命科學(xué), 2015, 45(12): 1244- 1257.

[15]徐衛(wèi)華, 歐陽(yáng)志云, 張路, 李智琦, 肖燚, 朱春全. 長(zhǎng)江流域重要保護(hù)物種分布格局與優(yōu)先區(qū)評(píng)價(jià). 環(huán)境科學(xué)研究, 2010, 23(3): 312- 319.

[16]張陽(yáng)武. 長(zhǎng)江流域濕地資源現(xiàn)狀及其保護(hù)對(duì)策探討. 林業(yè)資源管理, 2015, (3): 39- 43.

[17]趙麗惠. 國(guó)家重點(diǎn)基礎(chǔ)研究發(fā)展規(guī)劃項(xiàng)目: 長(zhǎng)江流域生物多樣性變化、可持續(xù)利用與區(qū)域生態(tài)安全項(xiàng)目簡(jiǎn)介. 植物學(xué)報(bào), 2000, 42(8): 879- 880.

[18]朱萬(wàn)澤, 范建容, 王玉寬, 申旭紅, 田兵偉, 魏宗華. 長(zhǎng)江上游生物多樣性保護(hù)重要性評(píng)價(jià)──以縣域?yàn)樵u(píng)價(jià)單元. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2009, 29(5): 2603- 2611.

[19]宋曉龍, 李曉文, 張明祥, 楊殿林, 張黎娜, 張貴龍. 黃淮海地區(qū)跨流域濕地生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)網(wǎng)絡(luò)體系優(yōu)化. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2012, 23(2): 475- 482.

[20]鄧侃. 濕地水文功能及其保護(hù)與管理. 林業(yè)資源管理, 2013, (3): 23- 27.

[21]董李勤, 章光新. 全球氣候變化對(duì)濕地生態(tài)水文的影響研究綜述. 水科學(xué)進(jìn)展, 2011, 22(3): 429- 436.

[22]崔楨, 沈紅, 章光新. 3個(gè)時(shí)期莫莫格國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)景觀格局和濕地水文連通性變化及其驅(qū)動(dòng)因素分析. 濕地科學(xué),2016, 14(6): 866- 873.

[23]孫萬(wàn)光. 氣候變化對(duì)扎龍濕地水文特性影響的研究. 大連: 大連理工大學(xué), 2006.

[24]牛振國(guó), 宮鵬, 程曉, 虢建宏, 王琳, 黃華兵, 沈少青, 吳昀昭, 王曉風(fēng), 王顯威, 應(yīng)清, 梁璐, 張麗娜, 王雷, 姚謙, 楊鎮(zhèn)鐘, 郭子祺, 戴永久. 中國(guó)濕地初步遙感制圖及相關(guān)地理特征分析. 中國(guó)科學(xué) D輯: 地球科學(xué), 2009, 39(2): 188- 203.

[25]中央氣象局編制. 中華人民共和國(guó)氣候圖集. 北京：地圖出版社, 1979.

[26]Mackinnon J, Phillipps K. A Field Guide to the Birds of China. Lu H F, trans. Changsha: Hunan Education Press, 2000:102- 106.

[27]Karr J R, Fausch K D, Angermeier P L, Yant P R, Schlosser I J. Assessing Biological Integrity in Running Waters. A Method and Its Rationale. Urbana, Illinois: Illinois Natural History Survey Special Publication, 1986, 5: 1- 28.

[28]梁晨, 李曉文, 崔保山, 馬田田. 中國(guó)濱海濕地優(yōu)先保護(hù)格局構(gòu)建. 濕地科學(xué), 2015, 13(6): 660- 666.

[29]青海省統(tǒng)計(jì)局. 2008青海統(tǒng)計(jì)年鑒. 北京: 中國(guó)統(tǒng)計(jì)出版社, 2008.

[30]李純, 寧志光, 陳亞瓊, 楊曉君. 云南拉市海高原濕地冬季水禽聚集情況變化. 國(guó)土與自然資源研究, 2000, (3): 58- 61.

[31]王學(xué)雷, 許厚澤, 蔡述明. 長(zhǎng)江中下游濕地保護(hù)與流域生態(tài)管理. 長(zhǎng)江流域資源與環(huán)境, 2006, 15(5): 564- 568.

[32]高宇, 趙峰, 莊平, 張婷婷. 長(zhǎng)江口濱海濕地的保護(hù)利用與發(fā)展. 科學(xué), 2015, 67(4): 39- 42.

[33]操文穎, 李紅清, 李迎喜. 長(zhǎng)江口濕地生態(tài)環(huán)境保護(hù)研究. 人民長(zhǎng)江, 2008, 39(23): 43- 45, 58- 58.

[34]Ricciardi A, Rasmussen J B. Extinction rates of North American freshwater fauna. Conservation Biology, 1999, 13(5): 1220- 1222.

[35]Linke S, Kennard M J, Hermoso V, Olden J D, Stein J, Pusey B J. Merging connectivity rules and large-scale condition assessment improves conservation adequacy in river systems. Journal of Applied Ecology, 2012, 49(5): 1036- 1045.

[36]Linke S, Turak E, Nel J. Freshwater conservation planning: the case for systematic approaches. Freshwater Biology, 2011, 56(1): 6- 20.

[37]Maire A, Buisson L, Canal J, Rigault B, Boucault J, Laffaille P. Hindcasting modelling for restoration and conservation planning: application to stream fish assemblages. Aquatic Conservation Marine and Freshwater Ecosystems, 2015, 25(6): 839- 854.

[38]Wiens J A, Hobbs R J. Integrating conservation and restoration in a changing world. BioScience, 2015, 65(3): 302- 312.