2011和2019年生物多樣性維護型國家重點生態功能區狀態及變化評估

栗忠飛,劉海江

1 西南林業大學生態與環境學院, 昆明 650224 2 中國環境監測總站, 北京 100012

國家重點生態功能區包括水源涵養、水土保持、防風固沙和生物多樣性維護等4種類型,占國土面積的比例已經達到了當前的53%[1],其中,生物多樣性維護功能區達到13個。重點生態功能區是國家構建生態安全、打造綠色生態空間的重要生態屏障體系,其生境質量變化是中央財政轉移支付資金撥付的重要依據[2]。

當前,面向重點生態功能區已經開展的眾多研究,主要集中在3個方面：(1)轉移支付、生態效益補償及產業發展等領域[3-6]；(2)生態功能區的生態系統服務、生態安全評估等領域[7-11]；(3)生態功能區生態環境質量狀況、變化等領域的評估研究,但評估時段主要是2010年及以前至2015年前后,諸如集中在防風固沙區[5,8,12-14]、水土保持區[9,15]、水源涵養區[16-17],以及包括了各類型功能區的綜合評估研究[5,11,18-21]。為數不多的面向生物多樣性維護功能區的相關研究,同樣也是針對上述時段內的變化評估[19,22-23]。由此可見,在國家財政轉移支付政策實施十多年后的今天,亟待全面、實時的了解生物多樣性維護型重點生態功能區的當前狀況,以及其生物多樣性維護生態功能的變化特征,面向生物多樣性維護生態功能區的評估研究顯得尤為迫切而重要。

當前,生物多樣性持續減退已經成為氣候變化后的另一個對人類構成嚴重威脅的全球環境問題[24-25],由此推動的生物多樣性評估研究成為生物多樣性保護的關鍵科學問題而受到高度重視。然而,綜合的生物多樣性評估重視環境變化的影響,尤其是人類活動產生的壓力[26],其評估指標體系的構建尤為復雜而關鍵。國際上,CBD制定了7個領域、22個指標框架,涉及社會、經濟已經生物多樣性組分等內容,并尤其強調了脅迫因素和響應措施[27]。2015年,國家環境保護部發布了《生態環境狀況評價技術規范》(HJ/T192—2015),提供了較為系統、全面的生物多樣性維護生態功能區評估指標體系[28]。此后,研究人員以此指標體系為基礎,開展了一系列面向生物多樣性維護型國家重點生態功能區的相關評估研究[19,23,29-30]。

基于上述研究現狀,本文面向全國13個生物多樣性維護型重點生態功能區,以國家縣域財政轉移支付政策實施起始階段的2011年為基準年份,以2019年作為代表當前狀況年份,參照相關行業部門標準以及相關研究成果,構建綜合評估指標體系,對各區域生物多樣性維護生態功能狀況進行綜合評估,以期為生物多樣性維護國家重點生態功能區的保護措施及財政轉移支付決策等提供及時的科學支撐。

1 研究區域及研究方法

1.1 研究區域

研究區為當前國家發布的13個生物多樣性維護型重點生態功能區,共涉及183個縣區(圖1),廣泛分布于全國各個區域,氣候、生態系統類型以及社會環境條件等復雜多樣。

圖1 生物多樣性維護型國家重點生態功能區分布圖

1.2 研究方法

1.2.1生物多樣性評估指標體系的構建及賦權

理想的評估指標應涵蓋生物多樣性各個層次及所有屬性特征,但實際研究中受到多種因素的限制,只能篩選若干具代表性和可操作性的關鍵指標[27,31-32]。本研究基于《生態環境狀況評價技術規范》(HJ/T192—2015)中的生物多樣性評估指標體系,結合“十三五”國家重點生態功能區縣域生態環境質量監測評價與考核指標[2],參考重點生態功能區生物多樣性評估相關研究進展[10,33-34],同時考慮全國尺度上數據的可獲得性等問題,以及重點生態功能區保護與開發的突出矛盾問題[35],從外界壓力對生態系統的影響,以及生物多樣性對生態系統本身狀態的響應入手,運用頻度統計法和專家咨詢法[22,36],重點考慮生態脅迫因素、生態系統結構與功能因素、人類社會響應因素3個層面選取評估指標。

生態脅迫因素選取人口密度、路網密度、人類干擾指數、GDP年增長率和生態空間破碎度指數作為指標；生態結構與功能因素選取生境質量指數、生物豐度指數、林地、草地覆蓋度、水域濕地面積比等指數；人類社會響應因素選取受保護區面積比指數,2011年為各區域內各類自然保護地總面積比,2019年為各區域內生態保護紅線區域總面積比(表1)。指標的賦權,一方面參照《生態環境狀況評價技術規范(HJ192—2015)》,另一方面邀請生物多樣性保護、生態環境監測、生態系統服務等領域的專家學者,進行專家咨詢賦權,最終獲得評估指標體系的權重(表1)。

表1 生物多樣性維護型國家重點生態功能區評估指標體系

1.2.2指標的標準化及生物多樣性綜合評估指數的計算

采用極差標準化法對數據進行標準化處理,標準化后的指標標準值處于0—1之間[36]。

生物多樣性維護型生態功能區綜合評估指數(以下簡稱生物多樣性指數,BDI)的計算公式如下：

BDI=∑WiIi

式中,Wi表示指標i的權重值,Ii表示第i種指標的標準化值。

1.2.3BDI分級

參照文獻[22,37]以及《生態環境狀況評價技術規范(HJ192—2015)》等,將BDI的值劃分為優、良、中、差、劣5個等級：

(1)優：0.8

(2)良：0.6

(3)中：0.5

(4)差：0.3

(5)劣：0

2 數據來源

主要包括上述指標體系涉及的數據：(1)2011和2019年縣域人口和GDP年增長率數據來源于《中國縣域統計年鑒》(https://cyfd.cnki.com.cn)；(2)2011和2019年土地覆被數據(Landsat TM/ETM,空間分辨率30 m)由中國環境監測總站提供；(3)生物多樣性維護型國家重點生態功能區數據利用1∶100萬全國縣域數據和《國家重點生態功能區名錄》生成；(4)路網密度、人類干擾指數、生態空間破碎度指數、生境質量、林地覆蓋率、草地覆蓋率和水域濕地面積比數據由上述土地覆被數據提取獲得；(5)2011及2019年受保護區域面積比數據由中國環境監測總站及相關行業主管部門獲得。

3 研究結果

3.1 2011和2019年各功能區指標的變化特征

人口密度、路網密度、人類干擾指數、GDP年增長率、生態空間破碎度指數為負向指標(表1、表2)。

表2顯示,2011和2019年各生態功能區人口密度最高的為長島海島功能區,其標準值得分最低,最低為藏東南高原邊緣森林生態功能區。10年間,藏東、川西南山地、滇西山地和武陵山區等功能區人口密度出現不同程度的上升,而長島海島、秦巴、三江平原濕地、準格爾等功能區呈現下降,其它生態功能區基本保持不變。

表2 2011和2019年生物多樣性維護型國家重點生態功能區負向指標標準化值

路網密度指標上,長島海島最高,藏東南高原邊緣、博斯騰湖、川滇森林、準格爾盆地西部等功能區均相對較低。2011—2019年,所有功能區的路網密度都呈顯著增加特征,增加最顯著的依次為長島海島、海南島熱帶島嶼、秦巴、三江平原濕地、武陵山區、川西、滇西等功能區(表2)。

人類干擾指數上,2011—2019年,藏東和秦巴功能區呈下降特征,其它的多數呈現加強特征,尤其是博斯騰湖、長島海島、準格爾盆地西部、三江平原濕地等功能區。此外,三江平原濕地功能區的人類干擾指數最大,藏西北羌塘高原荒漠生態功能區最小(表2)。

GDP年增長率方面,僅長島海島生態功能區2019年GDP增長率高于2011年,其他功能區GDP年增長率均呈現下降特征,較為顯著的有川滇森林、準格爾盆地西部、博斯騰湖等區域(表2)。此外,GDP年增長率最低的為長島海島區域,最高的2011年為滇西山地、準格爾盆地西部、川滇森林等區域,2019年為川西南山地生態功能區(表2)。

生態空間破碎度指數上,從2011年到2019年,藏東、藏西北羌塘高原、滇西山地、秦巴等功能區均呈微弱下降特征,景觀斑塊密度下降,而長島海島、武陵山區、博斯騰湖、三江平原、武陵山區、準格爾盆地西部等區均有明顯的增加趨勢(表2)。生態空間破碎度指數尤其以長島海島、滇西山地、海南島熱帶島嶼、秦巴等區域為最高(表2)。

生境質量指數、林地覆蓋率、草地覆蓋率、水域濕地面積比、受保護區域面積比為正向指標(表1、表3)。

表3顯示,從2011年到2019年,藏東、海南島熱帶島嶼、武陵山區、準格爾盆地西部、博斯騰湖、三江平原等功能區生境質量下降,而藏東南、藏西北羌塘高原荒漠、長島海島功能區微弱上升。秦巴功能區是生境質量指數最高的區域,其次為藏東南高原邊緣、川西南山地、武陵山區、川滇森林等區域,最低的分別為博斯騰湖、藏西北羌塘高原荒漠、三江平原、準格爾盆地西部功能區(表3)。

表3 2011年和2019年生物多樣性維護型國家重點生態功能正向評估指標標準化值

林地覆蓋率方面,從2011到2019年,藏東南、藏東、藏西北羌塘高原功能區顯著下降,但草地覆蓋率顯著上升(表3),長島海島的林地覆蓋率明顯增加,但草地覆蓋率顯著下降了(表3)。此外,藏東南水域濕地面積有明顯的增加,但仍處于所有功能區中的最低水平(表3)。

受保護區域面積比方面,除長島海島功能區外,其它功能區均出現較大幅度的增加(表3)。此外,從2011年到2019年,博斯騰湖、武陵山區等受保護區域面積比增加最為顯著(表3)。

3.2 2011年生物多樣性維護型國家重點生態功能區BDI值

圖2顯示,2011年,13個生物多樣性維護型國家重點生態功能區的BDI值處于0.406—0.756范圍,平均值為0.582,總體位于中等級以上。各生態功能區BDI值均分布差、中、良等級之中,其中5個功能區處于差等級,占比38.5%,依次分別為三江平原濕地、博斯騰湖、滇西山地、準噶爾盆地西部和長島海島功能區；2個處于中等級,分別為海南島熱帶島嶼和藏西北羌塘高原功能區；6個處于良等級,占比46.2%,分別為秦巴、藏東南高原邊緣森林、川滇森林、川西南山地、武陵山區、藏東功能區,且秦巴和藏東南功能區均達到了0.7以上。各功能區的BDI均未達到優等級。

圖2 2011年生物多樣性維護型國家重點生態功能區BDI值

3.3 2019年各生物多樣性維護型國家重點生態功能區BDI值

圖3顯示,2019年各功能區BDI值范圍為0.390—0.795,平均值達到0.606,跨入良等級。2019年,各生態功能區BDI值同樣分布于差、中、良等級之中,其中仍有3個功能區處于差等級,占比23.1%。依次分別為長島海島、三江平原濕地和準噶爾盆地西部功能區,比2019年減少了2個；3個處于中等級,分別為海南島熱帶島嶼、滇西山地、博斯騰湖生態功能區；7個功能區處于良等級,占比53.8%,分別為秦巴、藏東南高原邊緣森林、川滇森林、川西南山地、武陵山區、藏西北羌塘高原、藏東等功能區,比2011年增加了1個。

圖3 2019年生物多樣性維護型國家重點生態功能區BDI值

3.4 2011到2019年各功能區BDI變化趨勢

圖4顯示,從2011年到2019年,13個生物多樣性維護型國家重點生態功能區BDI值,總體上呈現增加趨勢,其平均值從0.582增加到了0.606,,從中等級提升到了良等級。其中,BDI呈上升趨勢的有11個功能區,占比84.6%。BDI值上升幅度最大的依次為滇西山地、博斯騰湖、藏西北羌塘高原、川滇森林等功能區,分別上升了14.75%、14.73%、10.56%、8.95%,上升幅度最小的是三江平原、海南島熱帶島嶼和武陵山區生態功能區,分別為0.99%、2.19%和2.42%(圖4)。博斯騰湖和滇西山地2個功能區實現了等級跨越,從差等級提升到了良等級,而川滇森林區從中等級提升到了良等級(圖4)。此外,長島海島和藏東功能區呈下降特征,分別下降了20.08%和2.78%(圖4)。

圖4 2011到2019年各生態功能區BDI變化趨勢

4 討論

4.1 指標間關聯性特征及其對生態功能的影響

壓力-狀態-響應(PSR)模型引入因果關系,能直觀地反映生物多樣性壓力、狀態和及其響應的關系鏈,受到廣泛應用[22,34,36,38]。本研究中,評估指標體系基本體現了PSR模型的3個方面(表1),但沒有將其劃分為壓力、狀態和響應3個項目層,而是將所有指標作為平行指標處理并賦權,由此強調了各評估指標在生物多樣性維護功能中的同等重要性作用。

本研究中,一方面受限于數據獲取的問題,另一方面,也是為了更加直觀的探討揭示人類活動形成的脅迫、人類社會的響應等因素,在生物多樣性維護功能上所產生的作用,因此諸如污染、物種尺度上的多樣性等數據未被列入指標體系,本文所選取的指標也是生物多樣性維護生態功能變化的快速響應指標。

研究發現,人口密度與路網密度存在密切的一致性變化趨勢,而與受保護區面積呈反向變化趨勢(表2,表3)。2011和2019年,各功能區內人口密度總體上呈微弱下降特征,而人類干擾指數呈總體上升特征(表2,表3)。人口密度是國家生態功能區內重點調控的因素[39],但本研究發現,仍有4個功能區的呈上升趨勢,占比達到30.8%,這需要相關功能區繼續整治并嚴格控制。此外,人類干擾指數的空間分布也存在一定的規律特征,即：藏西北、藏東南、藏東等區域內相對較低,而長島海島、海南島熱帶島嶼、滇西山地和三江平原濕地等區域內先對較高。相關研究顯示,2000—2010年間,三江平原、海南島、武陵山區等人類干擾指數上升[19],結合本研究結果表明,這些區域內近20年來,來自于人類活動對生物多樣性產生的壓力仍然在持續增加。

4.2 各生態功能區2011到2019年BDI值的變化特征

研究發現,長島海島區受到人口密度、路網密度的影響相對最高,導致其BDI相對較低,尤其是2019年,其路網密度增加至所有功能區中最高狀態,生態破碎度顯著升高,加之原本較低的受保護區面積比更出現下降(表2、表3),最終導致其BDI值出現下降的趨勢(圖2、圖3)。此外,BDI值下降的還有藏東生態功能區,其人口密度和路網密度呈現增加,尤其是大量林地轉化為草地,水域濕地面積下降,生境質量指數呈現下降(表2、表3),其BDI值最終呈現下降趨勢(圖4)。

研究顯示,博斯騰湖、滇西山地、藏西北羌塘高原3個功能區的生境質量等級出現了提升(圖2—圖4),關鍵與其受保護區面積比的顯著上升,以及GDP增長率的下降,生境質量提升等因素有關(表2、表3)。此外,三江平原濕地生態功能區的BDI增加值最小(圖4),其林、草覆蓋率、生境質量均呈現下降特征,人類干擾指數增加(表2、表3),相關研究顯示,2010—2015年,三江平原、秦巴功能區的生態用地呈現下降[40]。由此可見,國家重點生態功能區域的建設,今后仍需重點關注生境質量的建設,尤其是需要加大保護區面積與保護力度。

5 結論與建議

5.1 主要結論

(1)2011—2019年13個生物多樣性維護型國家重點生態功能區的人口密度總體呈下降特征,總體表明,經過多年的保護建設,各功能區人口以遷出為主。

(2)2011—2019年路網密度的增加,以及人類干擾指數的上升,導致了區域內生態空間破碎度的上升,對區域內生物多樣性保護形成了持續的脅迫與壓力。

(3)2011—2019年在國家財政轉移支付政策的支撐下,經過各類生態保護與建設措施的實施,各生態功能區生物多樣性維護功能持續向好,BDI平均值從0.582上升到了0.606,處于中、良等級的功能區從61.5%提升到了76.9%。

5.2 政策建議

(1)一套指標體系的建立很難普適于全國眾多的、不同生態系統類型的生物多樣性維護生態功能區。國家相關部門或當地政府部門,有必要分別構建面向不同生物多樣性維護區域的評估指標體系及評估方法體系,形成面向不同生物多樣性維護型生態功能區的動態評估機制。

(2)本評估指標體系中,受保護區域面積以及生境質量指數,在評估中體現了重要位置及影響作用,而負面的影響指標中,路網密度和生境破碎化問題尤顯突出?；诖?各級政府部門應抓住當前生態保護紅線劃定、國家公園建設等機遇,重構自然保護地體系,整合破碎的、孤島化的生物多樣性維護區。與此同時,進一步嚴控功能區內的人口數量、路網建設、農田擴展等。

(3)僅僅局限于自然保護地的保護方式,已經無法應對生物多樣性維護功能區日益增大的生態壓力,無法實現有效的生物多樣性保護,而應當建立全域性的生物多樣性保護,即綠色發展政策框架；其次,在當前國土空間規劃中,將生物多樣性保護的理念和目標全面融入生產、生活和生態空間,使國土空間的每一寸土地兼具保護和發展的功能。