長江上游生態功能區劃研究

洪步庭，任 平①，苑全治，王 玲

(1.四川師范大學西南土地資源評價與監測教育部重點實驗室，四川 成都 610066；2.四川師范大學國土資源開發與保護協同創新中心，四川 成都 610066)

自然生態系統是地球生命支持系統的重要組成部分，是人類賴以生存和社會發展的基本保證[1]。當前，人類活動對自然生態系統的影響范圍和干擾強度正在不斷加大，導致生態系統結構破壞、功能下降，并由此引發土地退化、沙漠化和生物多樣性銳減等一系列生態環境問題，成為制約人類福祉提高和區域社會經濟發展的主要因素。如何對生態系統進行合理利用與科學管理，遏制生態系統服務功能的退化趨勢，從而維護區域生態安全和人類福利不受影響是區域可持續發展的重要內容[2]，也是世界各國學者研究的熱點問題[3-5]。

生態功能區劃是根據區域生態系統類型、生態環境敏感性和生態服務功能的空間分異規律，將區域劃分成不同生態功能區的過程[6]，對于促進脆弱生態系統的保護與恢復、保障區域生態安全、推動經濟社會與生態環境保護的協調發展具有十分重要的意義。中國于2002年發布了《生態功能區劃暫行規程》，對開展生態功能區劃的一般原則、主要內容和方法等作出了明確規定[7]；原環境保護部和中科院于2008年聯合編制了《全國生態功能區劃》，并結合新時期中國生態安全與保護形勢，以“全國生態環境十年變化(2000—2010年)調查與評估”為基礎，對《全國生態功能區劃》進行了修編[8]。除此以外，相繼有學者從省域[9]、市域[10]和縣域[11]等空間尺度開展了大量生態功能區劃實證研究，為區域生態系統管理提供了重要指導。但由于中國疆域遼闊，氣候和地形地貌等條件區域差異較大，各類生態系統發育與演變的自然基礎和開發利用程度不盡相同，基于全國和行政區尺度的區劃方案不足以反映流域尺度的特征，區劃結果也很難直接用于指導流域生態保護和生態建設方案的實施[12-13]。因此，豐富以流域為尺度單元的生態功能區劃理論框架和案例研究，可為流域生態環境保護和生態建設提供科學依據，進而為實現流域的可持續發展奠定基礎。

長江上游是中國關鍵生態區域和整個長江流域生態安全的重要屏障，其復雜多樣的生態系統、豐富的生物多樣性和特殊的自然環境，決定著它在長江流域以及全國有著不可忽視的生態戰略地位[14]，上游地區的生態建設更應以預防保護為主，因此開展長江上游生態功能區劃則顯得至關重要，但現有相關研究還比較缺乏。筆者以長江上游為研究區域，運用GIS空間分析技術，在揭示研究區生態環境敏感性與生態系統服務功能重要性空間分異規律的基礎上，以子流域為基本區劃單元，采用兩步聚類法進行長江上游生態功能區劃，以期為明確對長江上游生態安全有重要影響的區域、劃定生態保護紅線以及制定差別化的生態保護策略與管理措施等提供科學依據，進而為長江上游的生態屏障建設乃至實現長江經濟帶的可持續發展提供決策參考。

1 研究區概況

長江上游指長江源頭至干流宜昌段，長4 511 km，約占長江總長度的70%，主要支流有雅礱江、岷江、嘉陵江、烏江等；上游流域面積105.4×104km2，占長江全流域面積的58.9%，涉及青、藏、云、貴、川、渝、陜、甘、鄂共9省(自治區、直轄市)(圖1)。

圖1 研究區地理位置Fig.1 Location of the study area

長江上游地區分布著中國三大林區和五大草場之一，林地面積占全流域的43.7%，草場占全國的6%，草山、草坡約占全國的1/5。該區生物資源種類繁多，共有高等植物1萬多種，其中藥用植物 4 100 余種；野生脊椎動物1 100余種，占全國總種數的40%以上[15]。長江上游地區為規模宏大、具有全球意義的生態脆弱帶和全球環境變化的敏感區[16]。

2 數據來源及預處理

研究使用的主要數據：氣象數據(氣溫、降水、風速、相對濕度和日照時數等)，來源于國家氣象科學數據共享服務平臺(http:∥data.cma.cn/site/index.html)提供的研究區及其周邊206個氣象站1980—2015年逐日氣象觀測數據；DEM數據采用ASTER GDEM數據產品，空間分辨率為30 m，來源于中國科學院計算機網絡信息中心地理空間數據云平臺(http:∥www.gscloud.cn/)；土地利用數據采用2015年中國1∶10萬土地利用現狀遙感監測數據，該數據是基于Landsat 8遙感影像，通過人工目視解譯生成；生態系統類型數據采用2015年中國陸地生態系統類型空間分布數據，該數據是在遙感解譯獲取的中國1∶10萬土地利用/土地覆蓋數據基礎上，對各生態系統類型進行辨識，經分類處理形成；植被類型數據采用中國1∶100萬植被類型空間分布數據；歸一化植被指數(NDVI)數據采用中國1998年以來SPOT_Vegetation 1 km月度植被指數數據集，2010—2015年共72期；土壤侵蝕數據采用中國土壤侵蝕空間分布數據；底圖(行政區劃、河流)采用2015年中國縣級行政邊界數據和中國三級流域空間分布數據，以上數據來源于中國科學院資源環境科學數據中心(http:∥www.resdc.cn)。土壤數據采用世界土壤數據庫(HWSD)中的中國土壤數據集(V1.1)[17]，地貌數據采用中國1∶400萬數字地貌數據集，來源于寒區旱區科學數據中心(http:∥westdc.westgis.ac.cn/)。以上數據在經過拼接、配準、裁剪、投影變換和重采樣等一系列預處理后，統一轉換成grid柵格數據類型，空間分辨率為1 km，并統一地理坐標和投影坐標。

3 研究方法

3.1 生態環境敏感性評價

3.1.1生態環境敏感性評價標準

生態環境敏感性評價是在不考慮人類活動影響的前提下，評價具體的生態過程在自然狀況下潛在的產生生態環境問題的可能性[18]。根據長江上游地區的實際情況[19]，生態環境敏感性評價主要針對土壤侵蝕、土地沙漠化和石漠化等生態環境問題，共選取12個指標進行生態敏感性評價，在參考相關研究成果[20-21]的基礎上，結合原國家環境保護總局發布的《生態功能區劃暫行規程》，對各敏感性評價指標按照不敏感、輕度敏感、中度敏感、高度敏感和極敏感分別賦值1、3、5、7和9(表1)。

表1 長江上游生態環境敏感性評價指標及分級標準Table 1 Evaluation indices and classification of ecological environment sensitivity in the Upper Yangtze River

1)土壤質地賦值中，1～12分別表示石礫、沙、粗砂土、細砂土、黏土、面砂土、壤土、砂壤土、粉黏土、壤黏土、砂粉土、粉土；2)植被類型賦值中，1～13分別表示水體、草本沼澤、稻田、闊葉林、針葉林、草甸、灌叢和萌生矮林、稀疏灌木草原、年兩熟糧作、一年水旱兩熟、荒漠、一年一熟糧作、無植被；3)大風指風速大于6 m·s-1。

降雨侵蝕力參考周伏建等[22]提出的簡便算式進行估算；濕潤指數用年均降水量與年潛在蒸散量的比值表示[23]；冬春季大于6 m·s-1大風天數的統計方法為選取每年1—5月和11—12月2個時段[24]，采用反距離權重插值法進行空間插值；地形起伏度通過ArcGIS 9.3軟件中的鄰域計算工具，在研究區數字高程模型(DEM)圖上采用5 km×5 km的基本窗口提??；冬春季NDVI則采用多年冬春季NDVI最大值的均值；植被覆蓋度采用李苗苗等[25]提出的改進像元二分模型進行估算，并取多年平均值。

評價過程首先基于各生態環境問題的形成機制對特定生態環境問題的敏感性進行評價，然后對多種生態環境問題的敏感性進行綜合分析，以揭示長江上游地區生態環境敏感性的空間分布特征和地域分異規律。

3.1.2特定生態環境問題敏感性評價

采用幾何平均數模型計算各生態環境問題的敏感性指數，其計算公式為

(1)

式(1)中，Sj為評價單元第j類生態環境問題的敏感性指數，j=1，2，3；Cij為第j類生態環境問題第i項評價指標的敏感性程度分值；n為第j類生態環境問題對應的評價指標個數。

3.1.3綜合敏感性評價

由于綜合敏感性評價涉及諸多評價因子，任何因子受影響的程度一旦超過閾值，整體生態系統將受到嚴重破壞[26]，因此采用極大值法對多個生態環境問題的敏感性進行綜合評價，其計算公式為

I=max(Sj)。

(2)

式(2)中，I為生態環境的綜合敏感性指數。

3.2 生態系統服務功能重要性評價

生態系統服務功能重要性評價是對區域生態系統典型服務功能的能力和價值進行評估，明確各類生態系統的服務功能對區域可持續發展的作用與重要性，并依據重要性分級，明確其空間分布[2]。根據長江上游分布的主要陸地生態系統類型，從水源涵養、生物多樣性保護和土壤保持3個方面進行生態系統服務功能重要性評價。評價過程首先針對單一生態系統服務功能的重要性進行評定，依次劃分為一般重要、中等重要、較重要和極重要4個等級；然后為了識別研究區主導的生態系統服務功能及其重要性，采用極大值法對各類生態系統服務功能的重要性進行疊加運算，并繪制長江上游生態系統服務功能重要性綜合評價圖，以揭示其空間分布格局與特征。

3.2.1水源涵養重要性

區域生態系統水源涵養的重要性評價在于評價研究區提供水資源保障及洪水調節作用的大小[27]。結合已有研究成果[21，28]和研究區實際情況，選擇河流及其緩沖區、湖泊、水庫和水源涵養林作為水源涵養重要性評價指標，并根據重要性程度對各評價指標進行分級賦值(表2)。

表2 長江上游水源涵養重要性評價指標與分級Table 2 Evaluation indices and classification of water conservation importance in the Upper Yangtze River

3.2.2生物多樣性保護重要性

《生態功能區劃暫行規程》要求根據國家與省級保護物種的數量來評價生物多樣性保護的重要地區，但由于各保護物種很難落實到確切的空間上，而生物豐度指數指單位面積上不同生態系統類型在生物物種數量上的差異，可以間接反映被評價區域內生物的豐貧程度[29]。因此，采用生物豐度指數作為衡量生物多樣性保護重要性的評價指標，并按照0～25(一般重要)、>25～50(中等重要)、>50～75(較重要)和>75～100(極重要)分別賦予重要性等級。其計算公式為

IVBR=Abio×(0.35×Af+0.21×Ag+0.28×Aw+0.11×

Aa+0.04×Ac+0.01×Au)/A，

(3)

Abio=100/Amax。

(4)

式(3)～(4)中，IVBR為生物豐度指數；Af為林地面積，km2；Ag為草地面積，km2；Aw為水域濕地面積，km2；Aa為耕地面積，km2；Ac為建設用地面積，km2；Au為未利用地面積，km2；A為區域面積，km2；Abio為生物豐度的歸一化指數；Amax為生物豐度指數歸一化處理前的最大值。

3.2.3土壤保持重要性

土壤保持重要性評價是在考慮土壤侵蝕敏感性的基礎上，分析其對下游河流和水資源的潛在危害程度?？紤]到如果以河流水系和主要水源水體作為評價對象，評價結果將呈現沿河流分布的線狀和分散的塊狀分布趨勢，與其他生態系統服務功能重要性評價結果難以銜接，也不利于土壤保持重要性空間分布特征的刻畫。因此，在參考相關研究的基礎上，選取土壤侵蝕敏感性和土壤侵蝕強度作為土壤保持重要性的評價指標，將2個圖層進行疊置分析，并根據表3的分級標準賦予重要性等級。

表3 長江上游土壤保持重要性評價指標與分級Table 3 Evaluation indices and classification of soil conservation importance in the Upper Yangtze River

3.3 生態功能區劃

兩步聚類法(Two Step Cluster)是近年來才發展起來的一種智能聚類方法，可以用來解決海量數據、復雜類別結構時的聚類分析問題[30]。與常用的層次聚類法和快速聚類法相比，兩步聚類法可以同時處理連續變量和離散變量，而不需要在聚類前先對離散變量進行連續化。同時，兩步聚類法采用對數似然值度量類間距離，并根據一定的統計標準來“自動地”建議甚至確定最佳的類別數[31]，結果的正確性更有保障。

區劃過程首先基于DEM數據和ArcGIS 9.3軟件中的水文分析工具，提取子流域作為生態功能區劃的基本單元；然后，以生態環境敏感性和生態系統服務功能重要性評價結果作為聚類變量，采用兩步聚類法對子流域進行聚類分析，并根據施瓦茨貝葉斯準則(BIC)、BIC變化量和距離測量比率確定最佳聚類數；最后，遵循主導因素、區域相關性與共軛性、生態系統類型相似性與差異性、主導生態系統服務功能一致性等區劃原則，并通過地理相關法、空間疊置法和主導標志法等空間分析方法與GIS技術，對有關子流域進行合并和邊界調整，自上而下將研究區劃分為不同層次的生態功能區劃單位。

4 結果與分析

4.1 長江上游生態環境敏感性評價結果與分析

長江上游生態環境敏感性評價結果如圖2所示。從綜合評價結果來看，長江上游生態環境整體上處于中度至高度敏感的狀態，其中土壤侵蝕敏感性最為突出。土壤侵蝕極敏感區主要分布在甘肅隴南的西和、禮縣和武都區以及天水的秦州區和麥積區中北部，面積0.36萬 km2；高度敏感區主要分布在隴南地區、四川盆地周邊、川滇干熱河谷、川西北以及長江源區的通天河下游地區，面積33.64萬 km2，占研究區總面積的34.33%。土地沙漠化極敏感區主要分布在長江源區楚瑪爾河中游地區，面積0.83萬 km2；高度敏感區與極敏感區毗鄰，主要分布在楚瑪爾河上游、北麓河流域以及通天河上游地區，面積5.46萬 km2，占研究區總面積的5.58%。石漠化極敏感區和高度敏感區交織分布，面積2.38萬 km2，占研究區總面積的2.43%，主要分布在川西南峽谷山地，云南東北部的曲靖、昭通，貴州北部和西北部的遵義、畢節，重慶的東部和東北部以及湖北的秭歸、興山和巴東等地區。

4.2 長江上游生態系統服務功能重要性評價結果與分析

長江上游生態系統服務功能重要性評價結果如圖3所示。從綜合評價結果來看，長江上游生態系統服務功能總體上呈現較重要、極重要的態勢，其中水源涵養和生物多樣性保護的貢獻較大。水源涵養極重要區主要分布在岷山—邛崍山一線、烏蒙山以及黔川渝3省市結合部的遵義等地，面積4.48萬 km2；較重要區面積37.22萬 km2，分布于川西北高原、橫斷山區、藏東南、川南、貴州北部、渝東南和大巴山等地區。生物多樣性保護極重要區面積25.20萬km2，主要包括岷山—邛崍山區、橫斷山區等，涉及甘肅的迭部、舟曲、文縣，四川的若爾蓋、九寨溝、松潘、平武、北川、汶川、小金、寶興、天全，云南的香格里拉、德欽，貴州的開陽、修文、龍里，重慶的武隆、石柱以及湖北的神農架林區等；較重要區主要分布在長江源區、川西高原、川滇交界、川滇黔交界以及秦巴山區等地，面積45.43萬km2，占研究區總面積的46.37%。土壤保持極重要區主要分布在甘肅的禮縣、西和，四川的平昌、通江、屏山、會理、會東，西藏的貢覺、察雅以及重慶的開縣、綦江等地，面積3.03萬 km2；較重要區主要分布在環四川盆地丘陵區、川西高原、藏東南以及川滇干熱河谷等區域，面積43.26萬 km2，占研究區總面積的44.15%。

圖2 長江上游生態環境敏感性空間分布Fig.2 Spatial distribution of ecological environment sensitivity in the Upper Yangtze River

圖3 長江上游生態系統服務功能重要性空間分布Fig.3 Spatial distribution of ecosystem services importance in the Upper Yangtze River

4.3 長江上游生態功能區劃方案

通過DEM和GIS水文分析工具，研究區共生成子流域5 725個(圖4)，將DEM自動提取的河網與現狀河流進行空間對比，發現兩者總體吻合較好，說明提取的子流域較為可靠。

圖4 長江上游子流域空間分布Fig.4 Distribution of sub-basin in the Upper Yangtze River

利用ArcGIS 9.3軟件中的分區統計工具，將生態環境敏感性和生態系統服務功能重要性的評價結果賦予(關聯)子流域單元，為了最大程度保留數據的基本信息，除水源涵養重要性評價結果采用眾數(majority)方法進行處理，其他評價結果(重分類前的評價值)采用平均值。利用SPSS 21.0軟件中的分類模塊對所有子流域進行兩步聚類分析，聚類結果顯示，當聚為15類時BIC值相對較小，同時BIC變化率的絕對值和距離測量比率的數值相對較大，因此初步判斷最佳類別數為15。將軟件生成的聚類成員變量與子流域矢量圖層進行關聯，對有關子流域進行合并，并參照相關自然地理分區成果對邊界進行調整，最終形成長江上游三級生態功能區劃方案(圖5～6)。

一級區劃主要參考大地貌特征和研究區地理特點，共劃分3個生態區，分別是青藏高原生態區、云貴高原生態區和四川盆地生態區。

二級區劃是在一級區劃的基礎上，將一級區劃結果與研究區陸地生態系統類型空間分布數據進行疊加，選擇其重要或典型者，共劃分7個生態亞區，即長江源草地生態亞區、橫斷山區林草復合生態亞區、云南高原農林草復合生態亞區、貴州高原農林復合生態亞區、四川盆地農林復合生態亞區、漢中盆地農林草復合生態亞區和三峽地區森林生態亞區。

圖5 長江上游生態功能一級和二級區劃Fig.5 The first and second order of ecological funcation regionalization in the Upper Yangtze River

三級區劃重點體現生態系統服務功能類型及其重要性和生態環境敏感性特點，選擇其重要或典型者，共劃分15個生態功能區(圖6、表4)。

表4 長江上游生態功能區命名與特征Table 4 The name and characteristic of ecological function regions in the Upper Yangtze River

5 討論與結論

5.1 討論

5.1.1區劃方法

該研究在區劃方法上與《生態功能區劃暫行規程》和已有研究存在一定的差異，主要體現在以下幾個方面：

(1)定性指標定量化。例如，在土地沙漠化敏感性評價中，針對冬春季植被覆蓋指標，暫行規程和文獻[32]均根據茂密、適中、較少、稀疏和裸地等類型劃分敏感性程度，缺乏明確的界定標準，該研究則采用多年冬春季NDVI最大值的均值進行衡量，提高了指標分級涵義的準確性。

(2)在數據可獲得性的基礎上，選擇適當的指標表征生態系統服務功能重要性。例如，在生物多樣性保護重要性評價中，暫行規程和文獻[33]均根據區域保護物種的數量來進行評價，但由于該研究中的研究區域屬中觀尺度，保護物種的空間分布數據較難獲取，因此筆者在參考借鑒相關專題研究成果的基礎上，采用生物豐度指數來進行表征，在一定程度上也能夠反映生物多樣性保護的重要區域。

(3)分區劃界的方法不同。暫行規程要求采用定性和定量相結合的方法進行分區劃界，邊界的確定應考慮利用山脈、河流等自然特征與行政邊界；有學者主張區劃邊界保持行政邊界的完整性，有利于生態環境數據能與以行政單元統計的社會經濟數據更好地融合[34]；還有學者采用專家智能集成、數理統計分析與GIS空間表達相結合的方法進行區劃界線的擬定[35]。該研究以子流域作為基本區劃單元，采用兩步聚類法進行分區劃界是一個新的嘗試。一方面，子流域作為兼具封閉性與開放性的水文單元，對于流域尺度的生態功能區劃來說針對性較強，子流域確定的邊界范圍也與國家全面推行河長制有一定的銜接；另一方面，兩步聚類法作為一種快速分區分類方法，根據評價指標的數據特征和一定的判別準則進行聚類，既能反映每個類型區主導因素的顯著差異，也能夠在較大程度上減少人為劃界的不確定性。

考慮到在實際的自然環境中，生態系統的分布界線大多為過渡邊界，人為確定的固定區界將不可避免地對自然邊界有所打破，尤其是在各類區界相交的位置處，不確定性較大，從而給生態管理的實施帶來一定困難，未來如何進一步提高區劃邊界的科學性還有待深入研究。

5.1.2區劃結果

將該研究的區劃結果與《全國生態功能區劃》(修編版)以及部分省(自治區、直轄市)的區劃結果進行對比，可以看出：

(1)區劃體系與部分省(自治區、直轄市)尺度的區劃體系能夠較好的銜接，但與全國尺度的區劃體系存在差異。筆者參照《生態功能區劃暫行規程》，建立了生態區(3個)—生態亞區(7個)—生態功能區(15個)三級區劃體系，四川省[36]、云南省[37]和重慶市[38]等地也采用了相同的區劃體系，只不過在區劃數量上有所不同，而全國層面的區劃方案則采用了主導服務功能(3類)—重要生態功能類型(9類)—生態功能區(242個)的分區方式，側重于明確生態功能區的空間分布。

(2)區劃結果在邊界范圍上與已有研究有所差異，但所反映的區域生態環境敏感性狀況和主導生態系統服務功能大致相同(表5)，導致差異的原因主要是該研究在基本區劃單元選擇、指標計算處理以及區劃方法上與已有研究不同。另外，該研究的生態系統類型數據采用了2015年的最新成果，大多數評價指標也都統一到了該時點，時效性較強；而其他地區的區劃結果大多于2010年前發布，采用的數據時間則更早，這也是導致結果存在差異的一個重要原因。

表5 與部分已有研究區劃結果的對比[36-38]Table 5 Comparisons of the ecological function regionalization in this study and that in existing researches

5.2 結論

筆者基于中觀尺度的區劃視角，在揭示長江上游生態環境敏感性與生態系統服務功能重要性空間分異規律的基礎上，以子流域為基本區劃單元，采用兩步聚類法劃分生態功能區，對于落實長江經濟帶“共抓大保護、不搞大開發”的方針，推動長江經濟帶綠色與可持續發展具有一定的現實意義。主要研究結論如下：

(1)長江上游生態環境整體上處于中度、高度敏感的狀態，其中土壤侵蝕敏感性最為突出。土壤侵蝕極敏感區主要分布在隴南市和天水市；土地沙漠化極敏感區主要分布在長江源區楚瑪爾河中游地區；石漠化極敏感區和高度敏感區交織分布，主要分布在川西南峽谷山地、云南東北部、貴州北部和西北部等地區。

(2)長江上游生態系統服務功能總體上呈現較重要、極重要的態勢，其中水源涵養和生物多樣性保護的貢獻較大。水源涵養極重要區主要分布在岷山—邛崍山區、烏蒙山以及黔川渝3省市結合部的遵義等地；生物多樣性保護極重要區主要包括岷山—邛崍山區、橫斷山區等；土壤保持極重要區主要分布在甘肅的禮縣、西和，四川的平昌、通江、屏山、會理、會東，西藏的貢覺、察雅以及重慶的開縣、綦江等地。

(3)長江上游地區可劃分為青藏高原生態區、云貴高原生態區和四川盆地生態區，進而可細分為7個生態亞區和15個生態功能區。區劃結果對于明確當地存在的主要生態環境問題，劃定生態保護紅線以及制定差別化的生態保護策略與管理措施等具有一定參考價值。