基于地類邊界分析的江蘇省生態安全格局構建

王曉玉,陳甜倩,馮 喆,2,3,*,吳克寧, 2,林 倩

1 中國地質大學(北京)土地科學技術學院,北京 100083 2 自然資源部土地整治重點實驗室,北京 100035 3 北京大學地表過程分析與模擬教育部重點實驗室實驗室,北京 100871 4 寧波市城鄉規劃研究中心,寧波 315042

實現人與自然和諧發展是建設生態文明和美麗中國的內在要求[1]。在這一背景下,構建生態安全格局(Ecological Security Patterns, ESP)已經成為平衡生態保護和經濟發展的重要手段[2]。自20世紀90年代生態安全格局理論興起以來,國內外學者進行了大量研究,形成了諸多優秀成果[3- 5],在理論框架構建、指標體系完善、技術方法實現[5- 7]等方面都取得了長足進展。

目前,國內外學者研究生態安全格局構建的基本模式之一是俞孔堅[8]提出的構建生態安全格局的方法框架：首先確定物種擴散源的現有自然棲息地(源地)；其次根據物種擴散的難度建立阻力面；最后根據阻力面判別安全格局。其中,現有源地確定方法主要采用景觀連通性[9]、生態系統服務[10- 11]、生態敏感性[12]等指標。阻力面的設定方法包括地類賦值、基于人類活動或分布設定等模式[13]。Peng等[14]以深圳市為研究區,在現有研究模式上,對土地退化和空間異質性加以考察,提供了一個有效的量化框架來識別城市生態安全格局。Mao等[15]在鄂爾多斯市進行了生態安全和土地利用適宜性的背景下優化這些地區的土地利用模式的實踐,用以平衡人類的生計和半干旱地區的發展之間的矛盾。梁發超等[16]以廈門市集美區作為閩南沿海典型案例區,篩選劃分生態源地等級體系,借助構建的生態阻力測度模型剖析景觀生態安全格局,提出景觀生態安全網絡空間重構策略。此外,在城市增長邊界(Urban Growth Boundary, UGB)[17- 19]、生態網絡(Ecological Network, EN)[20]、綠色基礎設施(Green Infrastructure, GI)[21]和生態控制線研究(Ecological Control Line, ECL)[22]中,也不同程度應用了生態安全格局的思想和方法。

阻力面的設置是生態安全格局構建的重要環節。現有研究表明,物種的流動受土地覆被影響較大[23]。當物種在兩土地利用類型之間流動時,如果不受物種遷徙或是外力影響,由于無法占據優勢生態位,極少會在兩種地類邊界處出現[24]。當前研究中采用較多的依據土地利用類型為遷移阻力賦值的方法難以真正模擬物種水平擴散的行為模式,需要對地類邊界處進行更審慎的評估。同時,結合社會經濟數據進行阻力面的構建可大大提高結果精度[25],社會經濟數據對物種流動與生態功能擴散的影響也逐步受到重視。

本研究以江蘇省為研究區。該地區是中國人口最集中、經濟最發達的地區之一,人口增加與經濟發展造成區域生態系統服務功能降低、生態空間被擠占、生物多樣性遭受持續威脅等問題,亟需以生態安全格局的構建來解決人與環境的協調發展問題。因此,本研究結合江蘇省生態資源豐富的現狀,通過生態服務重要性和生態環境敏感性確定兩級生態源地,并從物種占據生態位的角度出發,設定兩種地類邊界處為高阻力值區域,進行江蘇省生態安全格局的構建,以期為江蘇省土地利用和生態保護提供借鑒和指導。

1 研究地區與研究方法

1.1 研究區概況

圖1 研究區Fig.1 Location of Jiangsu Province

江蘇省(30°45′—35°20′N、116°18′—121°57′E)位于中國大陸東部沿海中心(圖1),陸地邊界線3383 km,總面積10.72×104km2。截至2017年末,全省常住人口8029.30萬人。江蘇省境內地勢以平原為主,絕大部分地區在海拔50米以下,主要包括蘇南平原、黃淮平原、江淮平原和東部濱海平原,低山丘陵集中在西南和北部地區,其中,平原面積占陸地國土空間的68.00%,低山丘陵面積占比為15.00%。境內河流水系發育,江河湖泊密布,擁有太湖、洪澤湖、高郵湖、長蕩湖、滆湖等,水面面積占全省陸地面積的17.00%。江蘇省位于亞熱帶向暖溫帶的過渡地帶,淮河—灌溉總渠一線以南屬亞熱帶濕潤季風氣候,以北屬暖溫帶濕潤季風氣候,有較豐富的水熱資源,適合人類居住繁衍,同時具有南北生物資源的多樣性和農業生產的適宜性。江蘇省灘涂濕地集中,是國際候鳥棲息的重要落腳點,長江珍稀瀕危水生動物眾多,湖泊濕地分布廣泛,社會經濟發展所帶來的生態成本極高,生態安全格局的構建十分必要。

1.2 數據來源與預處理

本研究所采用的數據主要包括土地利用數據,氣象數據,MODIS 蒸散數據,MODIS 歸一化植被指數產品(NDVI),MODIS植被凈初級生產力數據(NPP),數字高程模型(DEM),土壤數據,自然保護區空間分布等數據。其中土地利用數據來源于中國科學院資源環境科學數據中心(http://www.resdc.cn/)；降水數據源自中國氣象科學數據共享網,MODIS數據集與高程數據來源于美國國家航空航天局地球科學數據和信息系統(ESDIS)項目管理的陸地過程分布式活動檔案中心(https://lpdaac.usgs.gov/),土壤數據來自于中國土壤數據庫(http://vdb3.soil.csdb.cn/),本研究的基本空間單元為500 m分辨率的柵格。

1.3 研究方法

1.3.1技術路線

本研究技術路線如圖2所示,主要通過源地提取、阻力面建立、識別生態廊道來構建生態安全格局。首先通過生境質量、固碳釋氧、水源涵養等3個部分評價生態服務重要性,并以自然保護區進行修正,從坡度、高程、NDVI、地類4個方面評價生態敏感性,疊加生態服務重要性與生態敏感性評價結果,獲得生態保護重要性分級空間格局,在分級圖內選取特殊重要生境斑塊作為生態源地。然后采用土地利用類型和邊界分析方法建立阻力面,使用最小累積阻力模型識別生態廊道。對由生態源地和生態廊道所構成的生態網絡進行優化布局,形成生態安全格局。

圖2 技術路線Fig.2 Technical route

1.3.2生態源地的識別

生態源地是指區域間物種擴散、生態功能流動與傳遞的源點[26]。本研究通過疊加生態服務重要性和生態敏感性識別生態源地。

根據江蘇省環境特征,從水源涵養、固碳釋氧、生境質量3個方面進行生態系統服務綜合性評價,并用自然保護區來修正評價結果。其中,固碳釋氧由植被凈初級生產力(Net Primary Productivity,NPP)表示；水源涵養、生境質量分別通過InVEST模型的Water Yield與Habitat Quality進行測算,采用自然斷點法,對上述生態系統服務功能進行重要性分級劃分為5級并賦值1—5,值越大則生態系統服務等級越高。自然保護區修正則是通過對各自然保護區、濕地公園、風景名勝區等矢量化之后進行緩沖區分析,內部區域賦值4,緩沖區部分賦值3,其他區域賦值1,形成自然保護區分級圖。將分級后各生態系統服務等權疊加,為獲得生態服務重要性評價結果,對其結果采用自然斷點法進行重要性分級,分為五級：一般重要、較重要、中等重要、高度重要、極重要[16]。

生態敏感性評價是評價一定區域發生生態問題的可能性和程度,并以此反映人類活動可能造成的生態后果。區域生態敏感性越高,生態系統的穩定性越差,較易發生生態環境問題[27]。本研究選取歸一化植被指數(normalized difference vegetation index,NDVI)、高程、坡度、土地利用類型等4類影響因子構建指標體系,對每個影響因子劃分相對應高中低敏感的范圍,基于層次分析法確定的 指標權重,對上述5類因子敏感性賦值結果進行加權運算(表1),形成生態敏感性評價圖。

最后,將生態服務重要性評價圖與生態敏感性評價圖進行等權疊加處理,形成生態保護重要性空間格局,針對研究區具體情況,選擇研究區重要性4級內的3個國家級自然保護區作為一級源地。由于小面積的生態用地輻射作用有限,根據生態源地識別的相關研究,選擇3級與4級內面積前20的斑塊作為二級生態源地。區分兩級生態源地,以確保生態過程的完整性。

表1 生態敏感性指標體系

NDVI: normalized difference vegetation index

1.3.3阻力面分析

物種及生態功能在對空間的控制和覆蓋過程中所需要克服的阻力被稱為生態阻力,生態阻力值越大,物種空間運動越困難,生態服務、生態功能在流動過程中損失的越多[28]。當物種因為其自身習性或環境變化進行必要的空間運動時,會優先選擇與原來棲息地相同或者相似的土地利用類型[24]。而動植物感知敏銳,在大尺度的空間進行覆蓋過程中,會趨利避害的選擇在斑塊內部進行空間運動,因此,實際上,物種遷徙過程中,兩種斑塊邊界處的阻力值更大。本研究依據研究區主要土地利用類型,將耕地、林地、水體分別作2 km緩沖區,兩兩緩沖區相交部分作為斑塊邊界處,共有林地-水體、耕地-水體、耕地-林地3類斑塊邊界處,將各地類與3種斑塊邊界處共8種斑塊類型賦予相對阻力系數值(表2),得到基于土地利用類型的生態阻力面。

僅依靠土地利用類型進行阻力值的設置掩蓋了同一地類內部的生態阻力差異。人口空間分布較為直接的表現人類活動強度,反映區域空間發展差異。本文以人口空間分布圖作為構建阻力面的另一指標,與基于地類形成的阻力面進行分權疊加,從而形成研究區綜合阻力面,更為細致和精確地表征區域生態阻力差異。

表2 基于地類的阻力值設置

1.3.4生態廊道提取和安全格局構建

生態廊道指連接生態源地的線狀或帶狀生態景觀[29],體現了源地的連通性和可達性。選用最小累積阻力模型,基于ArcGIS 10.2的空間分析工具,利用創建的生態源地及生態阻力面,提取兩級“源”點之間的低阻力通道作為生態廊道。

通過對生態源地的識別與生態廊道的提取,形成了研究區最基本的生態安全網絡,以各級生態源地為基本控制源點,生態廊道的空間連接與分布為主要依據,進行研究區生態功能分區,并對各生態組分要素進行空間結構布局優化,形成研究區點-線-面的生態安全格局。

2 結果分析

2.1 生態源地識別

圖3 生態系統服務產生區空間分布Fig.3 Spatial distribution of ecosystem services supply

研究區生態系統服務產生區分布如圖3所示,產水量自東南向西北大致呈遞減趨勢,這與我國的季風氣候和江蘇省東部沿海的地理區位密切相關。固碳釋氧能力由植被凈初級生產力NPP體現,除了河流湖泊濕地等水資源分布區域,整體從東向西遞減。生境質量重要保護區域集中于河流、湖泊、濕地與部分丘陵地區,生境質量保護一般重要區域內面積最大,廣泛分布在研究區。研究區內的自然保護區數量較多而且分布分散,其中沿海濕地與洪澤湖自然保護區面積最大。

基于江蘇省水源涵養、固碳釋氧、生境質量及重要自然保護區等的計算,將四種生態系統服務評價結果的柵格圖層進行加權疊加,依據自然斷點法將研究區劃分為極重要區、高度重要區、中等重要區、較重要區及一般重要區[16],得到江蘇省生態服務重要性空間格局圖(圖4)。極重要區域面積9429.75 km2,占全區總面積的9.40%(表3),主要分布在石臼湖、固城湖、句容茅山、長蕩湖、滆湖、太湖、邵伯湖、洪澤湖西等主要湖泊濕地,長江中下游、里下河腹部地區等重要河流沿岸及宜溧寧鎮丘陵等風景名勝區的核心景區。主要體現為保障水資源安全與物種多樣性。生態系統服務高度重要區域13706.50 km2,占全區總面積的13.66%,在研究區中南部分布廣泛,集中于生態系統服務極重要區域邊緣地帶。

根據本文構建的生態環境敏感性評價方法和指標體系,借助ArcGIS軟件,對南充市進行了生態敏感性單因子評價和綜合評價,各指標生態敏感性空間格局如圖5所示,NDVI敏感性高值區域主要分布于研究區中北部,敏感性整體由北向南降低。不敏感和輕度敏感區域主要分布于城市與水體,極敏感區域土地利用類型多為林地與耕地。基于地類進行的敏感性分析等級地域差異明顯,這與研究區多樣的土地利用類型密切相關。基于坡度與高程的敏感性等級區域差異較小,高敏感區域主要分布于西部山地丘陵。

生態敏感性空間分布總體評價如圖6所示。生態極敏感區域面積為5861.95 km2,占研究區總面積的5.56%(表3),多位于山脈丘陵及河流湖泊沿岸,前者地勢起伏較大,后者水資源豐富且脆弱,土地利用類型多為林地,植被覆蓋率高,人為開發或自然災害對生態環境造成不可恢復的破壞。生態中度敏感區域面積最大為50347.39 km2,占研究區總面積的48.69%,散布于研究區各區域。

表3 生態服務重要性、生態敏感性評價結果

圖5 各指標生態敏感性空間格局Fig.5 Spatial pattern of ecological sensitivity of indicators

圖6 生態敏感性空間格局Fig.6 Spatial pattern of ecological sensitivity

對江蘇省生態服務重要性分析結果與生態敏感性分析結果分權疊加,識別生態源地。如圖7所示,生態保護重要性4級區域面積11522.75 km2,3級區域面積17481.50 km2,分別占研究區面積的11.50%、17.44%。江蘇省生態保護重要性3級以上區域作為生態用地。在生態用地內識別源地,一級源地面積2089.28 km2,占研究區總面積的2.00%,二級源地面積7944.92 km2,占研究區總面積的9.60%。就區域分布特征而言,生態源地主要分布于研究區西部與沿海地區,與河流湖泊等的分布重合度較高。

圖7 生態源地空間分布Fig.7 Spatial distribution of ecological sources

2.2 最小累積阻力面的建立

研究區耕地類型的面積最大為39633 km2,占研究區總面積的47.49%,草地類型面積最小為491 km2,占研究區總面積的0.59%。林地-水體邊界處面積10964 km2,占研究區總面積的13.14%,比林地與水體的面積大。由圖8可知,江蘇省西南部多為水體與林地的邊界處,阻力值與林地、水體內部相比較高,將邊界處設置為其他阻力值有利于優化研究區阻力面的設置。西南地區阻力值整體較高；蘇北地區耕地較多,河網密布,耕地與水體邊界多位于研究區北部。蘇南地區建設用地分布廣泛,阻力值最高的區域多分布在蘇南。基于人口空間分布所形成的生態阻力空間差異如圖8所示,研究區內生態阻力空間差異明顯,生態阻力空間分布較為破碎。大部分區域生態阻力較低,生態阻力中高值區域主要沿河流、道路分布,生態阻力高值區域主要位于城鎮。兩個阻力面進行疊加分析,如圖8所示,研究區同一地類內部生態阻力值差異明顯,高低阻力值區域相間分布。整體而言,蘇北與蘇南地區生態阻力值較高,蘇北地區高阻力值區域較為分散,且高阻力值區域各個面積較小。蘇南地區高阻力值區域分布較為集中,主要位于河流湖泊沿線。

圖8 生態阻力值空間分異Fig.8 Spatial differentiation of ecological resistance value

2.3 生態廊道識別與生態安全格局構建

生態廊道連接生態源地,是物種空間運動和生態功能流動的載體,是保證區域間生態流、物質流、能量流的關鍵生態用地。基于二級生態源地的識別與最小累積阻力面的建立,利用ArcGIS軟件的距離分析工具,識別出兩級源地之間的生態廊道。以水體、林地為主的生態源地,由多條基于最小阻力的廊道連接,構成了江蘇省生態安全格局。總體而言,江蘇省生態廊道總長2284.89 km,分布較為集中,兩源之間有多條生態廊道,有利于物種空間運動的多種選擇以及空間上的能量流動。

整體來看,研究區的生態廊道呈現“兩縱兩橫”的空間格局(圖9)。南北方向上,西部生態廊道主要沿著研究區邊緣延伸,研究區西部地勢起伏較大,土地利用類型以林地較多,且湖泊濕地分布廣泛,生態源地及生態廊道的保護需加強重視。東部地區的生態廊道主要以一級源地沿海濕地為基礎向南北延伸,北部自連云港市的花果山與云臺山開始,至東部沿海一級源地。東西方向上,中部的生態廊道連接了兩個一級源地和周圍的高郵湖、白馬湖、紅洪澤湖東部等二級源地。南部的生態廊道在太湖、長江口、沿海灘涂一線延伸。研究區西南部生態源地與廊道分布集中,江蘇省在進行開發建設時,應保護與開發并舉,控制城鎮與居民點的無序擴張,有意識地進行生態源地與廊道的優化建設。

圖9 生態安全格局Fig.9 Ecological security patterns

3 結論與討論

本文以江蘇省為研究區,通過生態服務重要性與生態敏感性確定研究區生態保護重要性分級空間格局,通過自然保護區的空間分布與面積分析,從而確定兩級生態源地。通過基于邊界分析所確定的最小累積阻力面,識別生態廊道,對由生態源點與生態廊道所構成的生態網絡進行空間布局優化,從而形成江蘇省生態安全格局。結果表明：江蘇省一級生態源地面積2089.28 km2,二級生態源地面積7944.92 km2,分別占研究區總面積的2.00%和9.60%,主要分布于沿海濕地、洪澤湖、石臼湖、固城湖、長江口、等湖泊濕地與重要河流沿岸。生態廊道連接兩級生態源地,總長度2140.28km,總體呈“兩縱兩橫”的井字分布,彼此相互連通。通過對生態要素進行空間布局優化,提出構建“四帶四區”的生態安全格局,主要由兩級生態源點、四個生態保育區、四條生態帶組成。

圖10 江蘇省生態空間優化布局方案Fig.10 Optimizing layout of eco-spatial structure in Jiangsu Province

江蘇省縱橫廊道相互連接,整體呈“井”字分布,廊道相接處又是生態源地分布聚集點,加強保護有利于生態功能的延續性與生態過程的連續性。因此,將生態廊帶相接處劃為四個生態保育區(圖10),分別為洪澤湖—白馬湖生態保育區、鹽城—大豐生態保育區、蘇南丘陵生態保育區、長江下游生態保育區。洪澤湖—白馬湖生態保育區以涵養水源、保持水質、維護生物多樣性為主；鹽城—大豐生態保育區主要側重于保護野生珍貴動物,防止沿海濕地退化消失；蘇南丘陵生態保育區應重點注意植被覆蓋率,防止建設用地過度侵蝕林地；長江下游生態保育區加強水質污染的防治及長江生物的保護。生態保育區內要嚴格保護生態用地,控制建設用地。四帶與四區的生態建設相互協調,彼此促進,構建生態安全格局,加快形成江蘇省生態安全體系。

本文關于生態阻力值設定基于土地利用類型,并基于物種遷移特征,為生態優勢地類的兩兩邊界處賦予更高的阻力值,是對生態安全格局構建方法的新嘗試。目前,對于邊界處的具體賦值研究并不充分,仍需進一步探索,邊界處的閾值寬度設為2 km,忽略了各地類中物種的差異性以及各類物種遷徙習慣的不同,仍有待于在后續的工作中深入探討。

致謝：中國地質大學(北京)謝苗苗副教授幫助寫作，特此致謝。