資源枯竭型城市生態保護修復關鍵區識別研究: 以江西省大余縣為例

張曉平，胡紫紅，危小建,黃耀文

(東華理工大學測繪工程學院，江西 南昌 330013)

資源枯竭型城市是指資源型城市的礦產資源開發進入晚期和衰退期，剩余可被開采的儲量日益減少[1]，我國于2008、2009和2012年先后分3批確定了69個資源枯竭型城市(縣、區)。由于長期以來的資源開采，資源枯竭型城市生態環境和耕地質量逐漸下降，土壤面臨鹽堿化和沙化風險，引發一系列矛盾[2-3]，礦產資源開采帶來的生態空間減少、景觀穩定性降低、生態功能退化等生態問題并非類型單一或局部存在[4]，影響了區域土地利用格局且制約了城市轉型發展[5]。在生態文明建設背景下，從區域生態景觀整體性角度識別生態保護修復關鍵區，不僅可以實現區域生態安全格局的宏觀構建，也可以統籌礦產資源的開發利用和促進城市的轉型發展。

目前，針對已出現或正在發生的生態問題開展的生態保護修復研究較為常見，如圍繞煤礦廢棄地的生態修復[6]、淡水湖泊退化生態系統的修復[7]、水土流失綜合治理[8]等，也不乏區域尺度生態保護修復工程或相關工程技術方法的實施研究[9-10]。近年來，潛在國土空間生態保護修復點識別逐漸受到關注，一般研究遵循先識別生態源地、構建生態網絡，再探討生態保護修復關鍵區的思路。生態源地識別考慮景觀連通性[11]或通過生態系統服務價值評估識別生態源地[12]。生態網絡研究采用的方法有形態空間格局分析法[13-15]、最小累計阻力模型法[16-17]、最小費用距離模型法[18-19]和電路理論[20-21]。在生態保護修復關鍵區方面，王回茴等[22]利用生態安全格局和電路理論識別工礦用地修復障礙點和“夾點”，并按照優先修復程度設置分級修復方案；蘇沖等[23]利用最小累計阻力模型和電路理論模型識別障礙點和“夾點”，并從山水林田湖草角度提出優先修復方案；方瑩等[4]結合最小累計阻力模型和電路理論識別障礙點、“夾點”、斷裂點和破碎生態空間關鍵區。已有研究為國土空間生態保護修復關鍵區識別提供了參考思路和常用方法借鑒，但在生態源地識別時如何多因素綜合考慮，以及如何契合山水林田湖草一體化保護修復要求進行關鍵區系統修復上有待進一步深入研究和拓展，對資源枯竭型城市的研究也相對缺乏。

為此，該研究擬以資源枯竭型城市江西省大余縣為研究區，嘗試綜合考慮生境質量、景觀連接度和生態系統服務價值識別生態源地，并基于景觀生態學視角構建生態空間安全格局，運用電路理論識別生態保護修復關鍵區，劃分生態保護修復類型并提出保護修復策略，以期為大余縣生態保護修復及生態安全格局構建提供決策參考。

1 研究區及數據來源

1.1 研究區概況

大余縣處于江西省的西南邊緣(25°15′～25°37′ N，114°00′～114°44′ E)，面積1 368 km2，常住人口約31萬?？h域內西部地勢高，東部地勢低，屬于典型的南、西、北環山,東部敞開的丘陵盆地；全縣四季氣候分明，自然環境優越?？h境西北部山脈因地質構造運動形成鎢礦床，長期的礦產資源開采引發了一系列地形地貌景觀破壞、土地資源破壞、地質災害、含水層破壞、水土污染等地質環境問題。2012年大余縣被國家發展和改革委員會、原國土資源部、財政部等單位評定為資源枯竭型城市。截至目前，大余縣共有礦山59個，其中廢棄礦山13個，持證礦山46個；持證礦山中地下開采礦山26個，露天開采礦山20個。

1.2 數據來源與處理

研究所用數據包括：(1)土地利用數據，來源于大余縣2018年土地利用變更調查數據(1∶10 000)，轉為30 m的柵格數據，同時將林地、草地、水域劃分為生態用地，用于生境質量評價、生境風險評估運算。(2)交通數據包括大余縣高速公路和鐵路分布數據，來源于Open Street Map 數據平臺(http:∥www.openstreetmap.org/)，用來與生態廊道一同構建網絡數據集,來判斷關鍵區中的生態斷裂點。(3)DEM數據，來源于地理空間數據云(http:∥www.gscloud.cn/)，分辨率為30 m，運用ArcGIS 10.5軟件提取坡度和起伏度。(4)遙感影像數據選取2017年8月20日的Landsat-8 OLI數據，云量為2.42%，運用ENVI 5.1軟件進行歸一化指數NDVI提取，作為生態阻力面構建的植被覆蓋度因子。

2 研究思路與方法

依據生態安全格局-關鍵區-保護修復類型區策略開展大余縣生態保護修復關鍵區識別。首先，綜合考慮斑塊生境質量、生境風險、景觀連接度和生態系統服務價值,選取生態源地；其次，綜合土地利用、高程和遙感影響數據設置阻力面，基于阻力面和生態源地構建生態安全格局；最后，基于生態安全格局識別“夾點”、障礙點、斷裂點和破碎生態空間，結合土地利用數據，提取關鍵點所處位置或周圍一定范圍,形成關鍵區，依據各關鍵區土地利用類型劃分生態保護修復類型區，提出各類型區相應的保護修復策略(圖1)。

2.1 生態安全格局構建方法

2.1.1生態源地識別

生態源地識別綜合了生境質量評價、生境風險評估、景觀連接度評價和生態系統服務價值評估4個方面，其步驟如下：

(1)生境質量測算

基于InVEST 模型中的Habitat Quality模型，將30 m土地利用現狀柵格數據與威脅源建立聯系，根據不同生境對威脅源的響應程度計算得到生境質量值[24]。該文主要從每種威脅的相對影響、每種生境類型對每種威脅的相對敏感度、棲息地與威脅源之間的距離3個方面考慮威脅源對棲息地的響應程度。根據InVEST模型指南以及推薦的參考值和相關研究確定模型的各類參數；結合大余縣的自然條件，將林地、草地和水域定義為生境，其他用地定義為非生境；確定水田、旱地、城鎮、村莊、其他建設用地、裸地為生境斑塊的威脅源。生境質量值(Qxj)計算公式如下：

Qxj=Hj×[1-Dxjz/(Dxjz+kz)]。

(1)

式(1)中，Hj為j地類的生境適宜度；Dxj為地類j中的柵格x的生境退化度；k為半包和參數，即退化度最大值的一半；z為模型默認參數。

(2)生境風險評估

生境風險評估模型常用于評價人類活動給海岸帶生態系統帶來的威脅，也適用于陸地生態系統。生境風險評估模型中生境因子和威脅源與生境質量模型中一致，模型參數設置參考模型指南。生境因子受威脅程度、威脅因子的威脅程度、生態風險的計算公式如下：

(2)

(3)

(4)

(5)

式(2)～(5)中，E為生境因子暴露于威脅因子的程度;N為每種生境的評價標準數量;ei為威脅因子i的所有斑塊平均生態威脅程度得分;di為數據質量得分;wi為每個柵格的威脅得分；C為生境因子暴露于威脅因子的后果;ci為威脅因子對生境因子i的所有斑塊造成生態威脅影響程度得分；Rij為威脅因子j對生境因子i造成的風險；Ri為生境因子i的生態風險值。

(3)綜合生境質量

運用生境風險修正生境質量,得到綜合生境質量，即綜合生境質量=初始生境質量×(100-生境風險)。將綜合生境質量采用自然斷點法分為最低、低、中等、高、最高5類。

(4)景觀連接度分析

景觀連接度能夠反映種群在破碎生境間遷移的難易度，保持良好的景觀連接度可促進源地斑塊內的物種遷移，有利于基因流動和擴散[22-23]。目前，常用的景觀連接度指數有整體連通性、可能連通性和斑塊重要性等[25]。運用ConeforSensinode 2.6軟件，選擇斑塊重要性(dPC)景觀指數將斑塊連通距離閾值設置為300 m，連通的概率設為0.5，對斑塊面積大于10 hm2的生態用地進行景觀連接度評價；其次基于前人研究對dPC采取自然斷點法進行分級(10類)[26]。從綜合生境質量最高級斑塊中剔除dPC最低級斑塊，剩余斑塊作為初步生態源地。

(5)生態系統服務價值評估

生態系統服務價值評估方法較統一，結果易于比較。根據國內外關于生態系統服務價值評估的研究成果和研究方法[27-29]，將生態系統服務價值劃分為氣體調節、氣候調節、水源涵養、土壤形成與保護、廢物處理、生物多樣性維持、食物生產、原材料生產、休閑娛樂共9類。根據價值系數法，將單位面積生態系統服務價值系數與土地利用覆被面積相乘，求出相應生態系統的服務價值。但生態系統的生態功能大小與研究區生態系統的生物量密切相關，因此運用謝高地等[30]提出的“我國不同省份農田生態系統生物量因子”對研究區生態系統服務價值的價值系數進行修正，公式如下所示：

(6)

式(6)中，V為某地區生態系統服務價值總值，萬元；m為某省份對應生物量修正因子；j為某生態系統類型；Aj為j類生態系統的面積，km2；r為某類型生態系統對應的某種服務功能類型；Erj為j類型生態系統中i服務功能的單價，萬元·km-2。依據自然斷點法將生態系統服務價值從低到高分為5級，將最高3級定為最終生態源地。

2.1.2生態阻力面構建

生態阻力面反映景觀生態功能和生態空間過程的趨勢與可能[31]，選取土地利用類型、坡度、起伏度和植被覆蓋度(NDVI)4個指標，運用最小累計阻力模型共同構建綜合生態阻力面[32-34]。

(7)

式(7)中，RMC為區域內生態過程中的累計阻力大小；f為累計阻力值與生態要素流動時的正相關關系；Lij為空間景觀單元i到生態源地j的歐式距離；ri為景觀單元i對某目標單元運動擴散的阻力系數。利用ArcGIS 10.5軟件中的Linkage Mapper 2.0 Toolbox識別生態廊道。

表1 綜合生態阻力面因子權重與系數

2.2 生態保護修復關鍵區識別方法

2.2.1生態“夾點”識別

生態“夾點”是MCRAE等[35]基于電路理論提出的概念，“夾點”是生態廊道中電流值較高的區域，承擔景觀連通性關鍵點的同時，也面臨較大的生態退化或損失風險；電流密度越密集，表明物種通過該區域在棲息地間運動的可能性比較高或者沒有其他可以選擇的替代路徑，因此應作為生態保護修復的關鍵區。以生態廊道構建結果為基礎，利用Linkage Mapper 2.0 Toolbox的Pinchpoint Mapper模塊對生態“夾點”進行識別。該模塊將“夾點”之間具有一定“寬度”的生態廊道當作一個導電體，將一個生態源地接地，其他所有生態源地分別輸入1 A的電流，然后進行迭代運算，得到通過每個像元的累計電流值，電流值較大的區域即為整個區域的“夾點”地區。研究通過設置不同的“寬度”來判斷“夾點”位置是否改變，進而確定“寬度”為2 km。

2.2.2生態障礙點識別

生態障礙點是指物種遷移時受到阻礙的區域，修復后會顯著提升生態源地之間的連通性[16,36-37]?；谏鷳B廊道構建結果，利用Linkage Mapper 2.0 Toolbox的Barrier Mapper模塊對生態障礙點進行識別，該模塊通過使用移動窗口搜索計算移除障礙點后的累計電流恢復值對連通性影響最大的區域進行識別，在該模塊中累計電流恢復值與景觀連通性大小成正比。研究通過調整搜索半徑判斷障礙點位置是否改變，確定搜索半徑為200 m。

2.2.3生態斷裂點識別

生態斷裂點為大型交通道路(鐵路和高速公路)與生態廊道的交點，其切斷了景觀連接度，對生物流動的暢通和安全性造成威脅。研究通過將大型交通要道與生態廊道一同構建網絡數據集，識別兩者的交點作為生態斷裂點。

2.2.4破碎生態空間識別

破碎生態空間由森林砍伐、農業墾殖、城市化、工業化等多方面因素引起，生態空間破碎化不僅會降低生物多樣性，也加重了自然災害和生態環境污染。對上述綜合生境質量最高級的生態用地斑塊進行生態系統服務價值測算，并將其生態系統服務價值由低到高分為5級，將最低級生態用地斑塊識別為破碎生態空間。

3 結果與分析

3.1 生態源地

生態源地不僅是景觀生態過程要素，也是生態要素流動和生態系統提供服務價值的起源點[38]。利用生境質量模型和生境風險評估模型確定大余縣綜合生境質量〔圖2(a)〕。大余縣綜合生境質量水平較高，總體呈現以城鎮為中心向外增高的趨勢，其中質量高的區域主要位于縣域內的各自然保護地，低值區域主要分布于城鎮及其周邊。生態源地具有一定的景觀連通性，故將綜合生境質量根據自然斷點法由低到高分為5級，選取綜合生境質量最高級的斑塊進行景觀連接度分析，將景觀連接度結果根據自然斷點法分為10級，剔除最低級斑塊，將剩余斑塊作為初步生態源地，共得到207.65 km2初步生態源地區域。生態源地具有提供服務價值的功能，考慮生態源地的生態系統服務價值，在初步生態源地的基礎上測算各斑塊的生態系統服務價值，將生態系統服務價值較高的斑塊作為研究區的最終生態源地。基于生態系統服務價值評估，共篩選出55個生態源地〔圖2(b)〕，總面積147.36 km2，占全縣土地總面積的10.96%，包括林地、水域和草地，占生態用地面積的13.19%。

3.2 生態阻力面和生態廊道

根據最小累計阻力模型得到大余縣綜合生態阻力，高阻力地區分布在城鎮及礦區，主要原因是城鎮人類活動集中，礦區地質災害敏感性最高，人類活動與自然災害阻礙景觀生態過程的發展〔圖2(c)〕?；谏鷳B源地和綜合阻力，利用最小累計阻力模型和Linkage Mapper模塊構建生態廊道構建綜合生態阻力面、識別出生態廊道，形成大余縣生態安全格局。大余縣生態廊道共計69條，連接各生態源地，最小耗費路徑總長度643.26 km。從廊道分布格局來看，整體呈現“兩橫五縱”的空間分布特征〔圖2(d)〕。

3.3 生態保護修復關鍵區

3.3.1生態“夾點”

利用Pinchpoint Mapper模塊，通過計算廊道內柵格的電流強度識別生態“夾點”，大余縣生態廊道電流密度〔圖2(e)〕由藍色到深紅色逐漸增強，高累計電流深紅色區域為生態“夾點”,是區域生態保護、修復的關鍵區之一。研究共識別出生態“夾點”區域共有12處，共計20.89 km。其中最長為5.89 km，最短為0.71 km，待修復生態“夾點”區域中2處位于河流廊道上?！皧A點”與土地利用現狀疊加，將包含“夾點”的圖斑設置為“夾點”關鍵區，其中林地和河流比重最大，耕地面積最小。河流廊道受污染物排放超過其自凈能力，故生態退化風險較高；林地和耕地受礦區地下開采沉陷風險較大，此外耕地也受農業面源污染影響增加了退化風險。

3.3.2生態障礙點

生態障礙點是指生物在生態源地間運動受到阻礙的區域，利用Barrier Mapper模塊，通過計算柵格內移除障礙點后累計恢復電流值識別生態障礙點，大余縣土地移除障礙點后累計電流恢復值〔圖2(f)〕由藍到深紅色逐漸增大，累計電流恢復值最大的區域為生態障礙點區域。研究共識別生態障礙點共13處〔圖2(d)〕，多位于研究區西部，其中7處位于生態廊道與生態源地的接壤處，對生態源地連通至關重要；8處位于生態廊道上，2處位于礦區內，6處位于礦區周圍。障礙點與土地利用現狀疊加，將包含障礙點的圖斑設置為障礙點關鍵區，其中林地和耕地比重最大，采礦用地面積最小。林地和河流等低阻力值生態用地成為障礙點關鍵區,亦是因為高度的地質災害隱患和污染物排放。其他非生態用地如耕地、采礦用地、村莊和交通運輸用地則是因為其直接破壞了局部綜合生境質量。

3.3.3生態斷裂點

經生態廊道與大型交通要道網絡數據集構建及交叉點識別，發現生態斷裂點共23處，其中與高速公路相交11處，與鐵路相交12處〔圖2(d)〕。斷裂點與土地利用現狀疊加，將包含斷裂點的圖斑設為斷裂點關鍵區，其中公路用地比重最大，河流水面的比重最小。

3.3.4破碎生態空間

經測算，綜合生境質量最高級的生態用地斑塊面積30.30 km2，生態系統服務價值處于1 571.07萬～2 695.66萬元之間。將生態系統服務價值由低到高劃分為5級，0～61.66萬元為最低級并識別為破碎生態空間，共57.45 km2，以林地為主。

3.4 生態保護修復策略

依據生態“夾點”、障礙點、斷裂點和破碎生態空間的土地利用類型，設置礦山修復區、山水治理區、農田整治區、農村建設用地整治區、交通用地優化區5種修復類型區(表2，圖3)，做到生態保護修復的關鍵區全覆蓋，以及多樣化保護修復類型并舉，統籌構建大余縣生態安全格局。

表2 大余縣國土空間生態保護修復類型區

礦山修復區共1.44 km2，土地利用類型為采礦用地，該區域應加強礦區山體復綠，具體可通過在山體填土并種植藤本等易存活植物的方式，在露天廢棄礦區可采取人工造林的措施；同時控制土壤鉛、鎘和砷等重金屬污染，通過采取廢石、廢渣和尾礦在指定地點堆放等措施減少污染物排放。

山水治理區共2.45 km2，土地利用類型為河流、水庫和林地，該區域應注重山體治理和水污染防控。由于研究區西部地下采礦區較多，地下開采地質災害隱患較大，礦區及其周圍的林地可加強礦山沉陷區及水土流失綜合治理，其他地區林地則加強林業資源修復，積極開展中幼林撫育和低效林改造。河流作為天然的生態廊道，易受人類活動的影響。礦區周圍的河流與水庫可制定礦區水外排標準，同時通過落實責任制，加強對水源地的污染防治工作。其他地域河流、水庫則開展河流污染整治和河底清淤工作，建立河流保護區，加強入庫口的整治清理。

農田整治區共170.37 km2，土地利用類型為林地、耕地、溝渠和坑塘。該區域宜通過農用地整理提高農田生態環境質量水平。具體可對礦區及其周圍因礦山開采導致塌陷、破壞的耕地進行人工回填或退耕，發展種植業和林果業；其他地區的耕地則加強土壤污染治理，控制土壤水分、化肥、有機肥和農藥的合理施用，調整耕作制度，減少重金屬的遷移量和生物活性。在農用地整治中，優化林地、溝渠和坑塘布置，形成帶、網、片的農田生態系統。

農村建設用地整治區共0.99 km2，土地利用類型為農村居民點和農村道路。位于礦區及其周圍的居民點，對規模較小和較偏遠的居民點進行整治合并，對處于塌陷區及其周邊沿線的農村居民點進行搬遷，將安全隱患降低為零，不再利用的農村道路按照適宜性復墾為耕地或林地；其他地區居民點可從飲用水安全保障、農村生活污水處理、農村生活垃圾收運處理、農村分散畜禽養殖污染治理等方面進行居民點環境整治。

交通用地優化區共2.37 km2，土地利用類型為公路用地和鐵路用地。建議對在交通線可視范圍內的被毀山體和采空區、塌陷區及時采取土壤修復、水土保持等治理措施，其他地區交通運輸用地則可對其兩側的植被進行恢復或在鐵路和高速公路等重要交通設施處建立一些野生動物通道，對野生動物通過地區車輛通行速度進行必要的限制，通道建成后對其進行長期監測，了解其狀態以便及時進行優化。

4 結論與討論

4.1 結論

研究以我國典型資源枯竭型城市大余縣為例，基于生態安全格局-關鍵區-保護修復策略識別生態源地及生態保護修復關鍵區，根據關鍵區覆蓋地類設置分區類型，同時提出修復策略。得到結論如下：

(1)大余縣綜合生境質量整體水平較高，生態源地共147.36 km2，占全縣土地總面積的10.96%。生態廊道呈“兩橫五縱”連接各生態源地，“源地-廊道”土地利用類型包括生態用地和非生態用地。

(2)生態保護修復關鍵區包括生態“夾點”、生態障礙點、生態斷裂點及破碎生態空間，其中生態“夾點”12處，2處位于河流；障礙點13處，8處位于礦區及其周圍；斷裂點23處；破碎生態空間57.45 km2。關鍵區多半分布于礦區較多的西部。

(3)大余縣生態保護修復關鍵區土地利用以林地為主，同時涉及林地、采礦用地、耕地、河流、水庫、農村居民點等類型。依據各生態保護修復關鍵區覆蓋地類，將其設為礦山修復區、山水治理區、農田整治區、農村建設用地整治區和交通用地優化區5個修復區，建議分別采取礦山復綠、山體治理和水污染防控、農用地整理和耕地控污染、居民點整合和農村道路復墾、建立野生動物通道和沿線植被恢復等保護修復策略。

4.2 討論

資源枯竭型城市因資源開采帶來的生態空間減少、景觀穩定性降低、生態功能退化等問題廣泛存在，從區域整體考慮其生態安全格局構建尤為必要。依據生態安全格局-關鍵區-保護修復策略，識別其生態源地，生態“夾點”、障礙點、斷裂點和破碎生態空間等關鍵區數量及空間分布，并劃分生態保護修復類型區及提出相應修復策略，可為資源枯竭型城市生態保護修復和城市轉型提供宏觀指導。

生態源地不僅是景觀生態過程要素，也是生態要素流動和生態系統提供價值服務的起源點，既應具備較好的對外連通性和較高的生態系統服務價值，還需要良好的生境質量和穩定性。因此，在生態源地識別時選擇生境質量、生境風險、景觀連通性和生態系統服務價值指標進行綜合識別。且通過定量識別提取的生態源地斑塊與研究區自然保護區、風景名勝區等高度重合，生態源地綜合識別方法合理可行。

依據關鍵區所覆蓋土地利用類型劃分生態保護修復類型區，顯化了關鍵區地類特征，以此為基礎的保護修復策略具備一定的系統性，與當前開展的土地整治和生態建設實踐密切結合，有助于資源枯竭型城市生態系統從關鍵點、線、面的修復工程向山水林田湖草系統修復推進。

資源枯竭型城市礦業開采和生態修復不僅具有同時性，也歷時較長，該研究未確定區域生態安全在資源枯竭型城市修復與破壞生態環境之間的動態關系，今后應結合這些關鍵區的地理位置、經濟條件以及生態需求開展多階段的生態廊道和關鍵區域研究，以期探明礦業開采環境破壞程度與生態修復力度的關系，明確生態修復的核心目標。