京津冀生態屏障區人類活動對生態安全的影響

李 沖,張 璇*,許 楊,王 曉,郝芳華,魚京善 (.北京師范大學水科學研究院,城市水循環與海綿城市技術北京市重點實驗室,北京 00875；.中節能咨詢有限公司,北京 0008)

生態安全作為國家安全的重要組成部分[1-2],如何科學有效地評價生態系統安全已成為生態環境保護研究的熱點.生態安全研究涉及到自然與社會的多個方面,具有明顯的空間尺度效應,是一個復雜的系統性問題[3-4].很多學者就生態安全評價、格局構建等內容開展了研究[4-5],多是從某個方面,面向具體問題展開,選擇相對應的指標建立評價體系,比如洪澇干旱災害防治、水土流失控制、生物多樣性、面源污染等[6-9].生態安全涉及的影響因子眾多且復雜,尚未形成公認和客觀的生態安全評價體系,也使得生態安全評價體系構建仍是爭論的焦點.土地作為人與生態系統交互的重要媒介,土地利用變化經常用來表征人類活動的強烈程度[10].隨著人類活動對生態環境的擾動加劇,農業開發等活動導致的面源污染增加、生境質量下降等問題影響了生態系統的穩定.因此,人類活動對生態安全的影響應該綜合考慮土地利用、面源污染和生境質量等因素[9].

已有的研究中多以行政區劃作為研究生態安全的單元[7,11],在維持生態安全狀態,制定、落實有關政策,考慮管理便利性,明確責任主體等方面有一定的參考價值.但從行政區劃角度探究往往弱化了對自然地理條件的考慮,在對生態安全影響因子的遷移、運動和轉化過程研究中可能存在人為割裂自然聯系的現象.生態系統自有其機理和規律,因此,從流域尺度進行研究,對生態安全關鍵區識別、威脅因子溯源分析等具有重要參考價值.在生態安全有關因子模擬方面,分布式模型具有模擬空間大尺度和時間長序列數據的能力,能解決實測數據較少或者空間分布不均等問題.生態安全評價需要綜合考慮多方面的資料,需要集中多個模型的優勢,盡可能使評價結果更接近于真實情況.

京津冀北部的灤河和潮河流域作為我國華北的生態屏障區,戰略地位突出,保障其生態安全對京津冀生態環境保護具有重要意義[11-12].灤河和潮河流域生態基礎較好,植被覆蓋率較高,生態用地基數大,生態服務價值高,但是仍面臨著氣候變化、人類活動、水土流失、環境污染等生態風險[13],其中人類活動對生態系統帶來直接或者間接的影響,對生態安全造成了較大的威脅.比如環境承載力較低、面源污染負荷加重、生境質量下降等[14].灤河和潮河作為京津冀北部的一個有機整體,共同擔負水源地供水、水源涵養和防風固沙等任務,區域內的林地為中國三北防護林的建設貢獻了主要力量[15].因此把潮河和灤河作為整體分析生態安全.基于此,本文將人類活動作為主要影響方面,建立研究區生態安全評價體系,評價生態安全特征,探究保障生態安全的措施和建議.

1 材料與方法

1.1 研究區概況及數據來源

研究區包含灤河流域與潮河流域,位于39.73°N～42.71°N,115.56°E～119.61°E, 總 面 積48658km2.包括平原、高原和山地 3種地貌類型,高程從西北至東南呈下降趨勢,地形地勢變化較為明顯(圖 1)[11,16].2010和 2015年平均降水量分別為547.35和543.22mm.研究區內農業用地多分布在河道附近,農業面源污染對河道水質的影響較為顯著,受人類活動影響,研究區生態安全面臨著更多威脅.研究區生態安全風險來自多個方面,包括水資源短缺、水土流失等自然環境風險[17-18],洪澇和干旱等極端事件發生概率增加、可利用水資源量減少等氣候變化造成的風險[14,19],面源污染負荷加重、土地利用變化和生境質量退化等人類活動造成的風險[13].本文將人類活動影響作為切入點,研究京津冀生態屏障區人類活動對生態安全的影響.

圖1 研究區地理概況Fig.1 Geographical situation of the study area

研究中使用的DEM(Digital Elevation Model)數據來自地理空間數據云(http://www.gscloud.cn/),分辨率為 90m;土地利用數據來源于資源環境數據云平臺(http://www.resdc.cn/),分辨率為 1km;土壤空間信息采用1:100萬土壤類型分布數據,土壤屬性來源于中國土壤數據庫(http://vdb3.soil.csdb.cn/);農業操作管理數據查閱文獻和當地統計年鑒;流量和水質數據從當地生態環境有關部門獲取.

1.2 分布式模型構建

美國農業部(USDA)農業研究所(ARS)建立的SWAT模型(Soil and Water Assessment Tool)被廣泛應用于流域水文過程模擬預測、農業管理評價、污染物遷移等研究[20].本文使用 SWAT模型模擬水文和污染物遷移過程,在此基礎上計算得到各子流域的水源涵養量[12,21-22]和污染物負荷量.使用 SWATCUP軟件中的SUFI-2算法對模型參數進行率定和驗證.考慮到數據的可獲取性,本文使用灤縣站的流量和大杖子(一)站的氨氮和總磷進行校準,其中流量的率定期為2007～2012年,驗證期為2013～2015年;氨氮和總磷的率定期為 2005～2011年,驗證期為2012～2016年.模型模擬效果通過決定性系數 R2與納什效率系數(NS)來評價.當 R2≥0.6,NS≥0.5 時,模型模擬效果較好[23],由于污染物濃度與徑流泥沙相比,實測和模擬不確定因素更多,可以適當放寬要求[24-25].率定結果(表1)表明模型模擬效果滿足要求,R2均大于等于0.7,NS除污染物驗證期較差外,其他均大于 0.5.污染物驗證期 NS系數較低,但 R2較高,研究使用的是年總量,對峰值匹配的要求較低,可滿足研究需要[26-27].

表1 SWAT模型率定和驗證結果Table 1 Calibration and validation results of SWAT model

InVEST(Integrated Valuation of Ecosystem Services and Tradeoffs)模型是美國斯坦福大學、大自然保護協會(TNC)和世界自然基金會(WWF)共同開發的模型工具,常用于評價生態系統服務價值[28-29].InVEST模型生境質量評估模塊的優勢在于從生態系統類型威脅源和響應狀態來評價生境質量好壞.與其他研究不同的是,本文在模擬生境質量的過程中,考慮了面源污染對生境質量的威脅[9].

1.3 PSR模型和指標體系

壓力-狀態-響應(PSR)模型是聯合國經濟合作開發署(OECD)提出的較為流行的生態評價模型之一,廣泛用于環境、生態安全評價等領域[30-31].其中壓力層代表人類生產、生活等對環境所造成的壓力;狀態層代表生態環境所處狀態;響應層代表人類在面對壓力時所采取的手段和措施,包括經濟響應、環境響應等[32].壓力、狀態和響應3個層面的各個指標作為影響生態安全的主要因子組成了評價指標體系[33].PSR模型可以表達出生態系統與人類活動之間的聯系,使用價值較高.

1.3.1 指標體系建立 本文將代表人類活動的面源污染、土地利用特征和干旱特征的指標作為壓力因子,考慮土地利用現狀特征,將生境質量和水源涵養量有關表征指標作為響應因子.以子流域作為評價單元,共選取14個指標(圖2).根據PSR模型評價框架,分為目標層、準則層與指標層三個部分,其中目標層是對子流域生態安全狀態進行評價,準則層包括壓力、狀態和響應三個方面(表 2).其中指標層為所選取的評價指標,各指標數據獲取方式見圖2.

圖2 PSR模型指標體系結構示意Fig.2 Indices system structure of PSR model

使用極差標準化的方法對數據進行無量綱處理,避免原始數據單位和量級不一致對計算結果造成影響,計算得到用于主成分分析與生態安全計算的標準化數據.根據指標在流域生態安全上的正負作用,標準化處理過程分為正、負2種類型[30].

1.3.2 指標權重賦值 使用主成分分析與經驗估測結合的方法決定指標權重的大小.考慮到同一指標在不同時期對生態安全的影響有所不同,本文采取權重動態賦值的方法.對所選取的標準化生態安全評價因子進行主成分分析,分別篩選出 2010和 2015年載荷較高的指標,在指標權重預賦值的基礎上調大載荷較高指標權重值,調小其他指標權重值,最終得到指標權重(表 2).使用主成分分析(PCA)時選擇主成分的個數應當滿足2個標準:第一,特征值需要≥1;第二,累積貢獻率達到70%～90%[34-35].本文使用SPSS 22工具進行主成分分析.

表2 生態安全評價各指標權重值Table 2 Weight values of each index in ecological security evaluation

1.4 生態安全評價方法

本文選擇綜合評分法作為子流域生態安全的評價方法,對標準化后的各項指標標準值加權求和,計算得到各子流域的生態安全綜合指數.流域生態安全評價計算的數學公式為:

式中:T表示子流域生態安全綜合數值;Wi表示指標的權重;iP表示各指標標準化的數值.計算得出子流域的生態安全綜合數值,用以評價流域生態安全狀態.

計算得到各子流域的生態安全綜合得分后,需要根據一定的標準對其進行安全等級劃分與判斷.參考相關研究,按照等分法把安全等級劃分為 5個(表3).

表3 生態安全等級劃分Table 3 Table of ecological security classification

2 結果分析

2.1 生態安全評價結果與分布特征

2010年灤河流域和潮河流域整體處在敏感級的水平上,西部、北部和東南部的部分子流域處于風險級水平(圖 3(a)).2015年,敏感級水平上的子流域個數較多,西部和東部部分子流域位于風險級,北部較少的子流域處于較安全級別(圖3(b)).相比于2010年,2015年生態安全狀態分布上既包含具有提升趨勢的地區,也有具有下降趨勢的區域.其中,研究區北部部分子流域生態安全狀態有所上升,從敏感級上升到較安全級;而研究區東部部分子流域生態安全狀態有所下降,由敏感級變為風險級.

2010年研究區內90個子流域生態安全評分綜合指數為 0.50,其中壓力指數為 0.23,狀態指數為0.16,響應指數為 0.11;2015年流域生態安全評分綜合指數為 0.48,其中壓力指數為 0.20,狀態指數為0.18,響應指數為0.10 (圖 3 (c)).2010與2015年研究區整體生態安全等級均為敏感級.2015年生態安全綜合指數數值略小于2010年,表明2010～2015年間生態安全狀態有所下降,可能是各指標特征在子流域尺度上分布不均造成的.

綜上所述,2010～2015年間,流域生態安全狀態整體變化較小,相對穩定(圖 3 (c)),空間上各子流域之間生態安全狀態存在差異(圖 3 (a)和(b)).

圖3 2010和2015年流域生態安全等級分布和總體評價結果Fig.3 Distribution of ecological security level and overall evaluation results of the basin in 2010 and 2015

2.2 生態安全各層面評價結果分析

壓力層占整個評價體系的30%(表2),根據權重大小得到在這個體系下壓力層指標對生態安全影響的重要程度.2010和2015年,壓力層總體得分分別為0.23和0.2,權重較高.壓力層各指標中,總磷負荷、城鄉、工礦、居民用地比例和未利用土地比例3個指標占的權重較大,對生態安全的影響較大;其次是氨氮負荷,耕地比例和干旱特征指數SPEI值等指標(圖4(a)和(b)).表明流域生態環境受人類活動的影響一直較為明顯,面源污染和土地利用變化對生態系統的威脅較大.研究區耕地面積較大,僅低于林地和草地,以農藥化肥過量使用為代表的農業活動導致氮磷等營養物負荷較高,所產生的面源污染對河流水質和生態系統產生了威脅.灤河和潮河流域持續的城鎮化侵占了大量未利用土地,導致人類對自然資源的需求和對生態系統的破壞強度有所增加.除此之外,干旱事件的發生會威脅到植物正常生長,對生態安全造成一定的威脅[14].

考慮到研究區林草地占比較大的基本特征,狀態層占整個評價體系的 50%(表 2).狀態層 2010和2015年總體得分分別為0.16和0.18.狀態層中各指標的得分較低(圖4(c)和(d)).林地、草地和水域的比例在一定程度上可以表征研究區生態價值,對維護生態安全,保持生態系統功能具有重要作用.根據有關資料可知研究區林地、草地的面積之和占比超過70%[12],但林地、草地比例評分較低,說明研究區生態系統結構總體較穩定,但也存在遭受破壞的威脅和風險.林地和草地面積雖大,但是流域內各子流域分布具有差異性以及景觀結構的不同可能造成了林地比例和草地比例評分較低的情況.林地和草地面積大是優勢,不過種植類型和景觀結構合理優化可能會提升生態服務價值,增強生態安全保障能力.水域評分較低,一是因為研究區面積較大,水域所占面積相對較小,分布較為分散;二是因為水域生態系統受氣候波動等因素的影響相對脆弱.另外,所使用的土地利用空間分布數據分辨率為 1km,因此可能存在水域面積被低估的狀況.

響應層占整個評價體系的 20%(表 2).響應層2010和2015年生態安全評分分別為0.11和0.10.其中,水源涵養量值明顯增加和生境稀缺性值明顯降低(圖 4(e)和(f)).提高水源涵養能力可以促進生態安全,生境稀缺性值越高表征重點區域的生態結構與功能受到擾動越強烈,生態易遭破壞.因此,研究結果說明生態安全可能與水源涵養能力和生態結構關系密切,減少人類活動的強度和范圍能有效促進生態安全;通過加大水源涵養建設可提高生態系統服務價值,對重點地區進行的生態保護和修復措施使得生境稀缺性降低明顯,說明對脆弱地區的保護效果顯著.

圖4 2010和2015年各層指標評分結果Fig.4 Values of indices of each level in 2010 and 2015

3 討論

灤河和潮河流域生態系統整體較為穩定,然而不同子流域之間存在差異,仍然需要加強維護和提升生態安全.研究區2010和2015年壓力層總磷負荷、城鄉、工礦、居民用地比例、未利用土地比例、氨氮負荷、耕地比例和干旱特征指數SPEI值等指標得分均較高,說明研究區仍需將減少人類活動強度作為主要目標.從研究結果來看,重點減少面源污染負荷,合理規劃使用土地是降低生態系統壓力的有效措施.在減少面源污染負荷方面,可控制農藥化肥施用量,合理施肥,減少農村生活垃圾排放等[24];在合理規劃使用土地方面,保持土地合理有序開發,落實生態保護紅線、城市開發邊界,科學使用未利用土地等措施[36-37];雖然評價干旱特征的指標得分不是最高,但仍要提高水資源配置管理能力應對干旱等極端事件,以保障各方面用水供給.從狀態層來看,各指標評分較低,且變化較小,可能是林草水用地在空間上分布不均造成的.研究區林地和草地面積較大,生態基礎較好,在保持其穩定狀態的同時,可以考慮優化景觀格局,調整生態結構等措施保障和提升生態系統現有狀態[12].從響應層結果來看,提高水源涵養能力和降低生境稀缺性可以提升生態安全[38].通過植樹造林、退耕還林還草、水田改旱地、水庫合理調蓄等方式提高研究區水源涵養能力;通過劃定自然保護區,實行山水林田湖草系統修復降低生境稀缺性[39].

生態系統是一個復雜的系統,也是有機統一的整體,評價指標除了對生態系統造成影響,各指標之間也會相互影響,而且指標間的互饋關系尚不清晰.本文將人類活動對生態安全的影響作為切入點,考慮了干旱特征,通過建立指標體系,評價分析了研究區生態安全.由于各指標之間的關系并不是獨立的,可能是相互影響或相互制約的,因此本文對指標間互饋機制的分析有待進一步探討.后續的研究中,會重點考慮如何量化各指標對生態安全的影響以及指標間的相互影響關系.

4 結論

4.1 2010年研究區內90個子流域生態安全評分綜合指數為 0.50,其中壓力指數為 0.23,狀態指數為0.16,響應指數為0.11;2015年綜合指數為0.48,其中壓力指數為0.20,狀態指數為0.18,響應指數為0.10.相較于2010年,2015年生態安全指數略有降低.生態系統整體較為穩定,空間上各子流域之間生態安全狀態存在差異.

4.2 人類活動對生態安全的影響較大,面源污染和城鎮化是影響生態安全的主要因素,除此之外,干旱事件的發生會威脅到植物正常生長,進而降低生態安全.林地和草地雖然面積較大,但評分較低,說明種植類型結構以及景觀格局需要進一步優化.水源涵養量和生境稀缺性對生態安全的影響較為明顯,加大水源涵養能力建設和降低生境稀缺性可以提高生態服務價值,保障流域生態安全.

4.3 研究結果表明研究區仍需重點控制人類活動對生態環境的影響,提高水資源配置管理能力應對干旱等極端事件,以保障各方面用水供給;保持林地、草地和水域現有穩定狀態,優化景觀格局;采取措施提高水源涵養能力和降低生境稀缺性.