大尺度生態干擾風險評估技術方法及應用研究

高吉喜,蔡明勇,張新勝,申文明,史雪威,肖如林

大尺度生態干擾風險評估技術方法及應用研究

高吉喜*,蔡明勇,張新勝,申文明,史雪威,肖如林

(生態環境部衛星環境應用中心,北京 100094)

為實現大尺度生態干擾高風險區域的快速?有效識別,從生態易損性?干擾易達性和資源易引性三個方面選取了9個指標,構建了生態干擾風險評估指標體系和評估模型,形成了完整的大尺度生態干擾評估技術與方法.利用該技術方法,本文評估分析了全國國土空間生態干擾風險狀況?空間分布格局及其成因,并結合2017～2019年全國自然保護區人類活動監測數據和《全國主體功能區規劃》中生態脆弱性評價結果對生態干擾風險評估結果進行了精度分析.結果顯示:超過90%的自然保護區人類活動都集中在評估得到的中高風險區域;全國生態干擾風險主要以中風險為主?低風險次之?再次是較低風險?較高和高風險區域面積最少;其中較高和高風險區域主要分布在我國中西部和東北部的秦嶺?祁連山?三江源和內蒙古草原等區域,生態干擾風險空間分布格局與生態系統結構與功能狀況?地形與交通條件?資源潛力等因素具有較強相關性.

生態干擾風險指數；生態易損性；干擾易達性；資源易引性；人類干擾活動；全國生態干擾風險等級

近年來,隨著人類對自然資源和環境的開發利用程度不斷加劇,生態系統穩定性和自身恢復能力持續變差,草地退化、森林減少、水土流失、生物多樣性喪失等一系列生態與環境問題日益凸顯[1-2].面對生態環境監管范圍廣、效率低、工作量大等問題,如何科學開展生態干擾風險評估,有效識別不同區域生態干擾風險等級,進而制定差異化監管策略,實現“分區分策”精準管控,成為了一個亟需解決的問題.

目前,國內外學者在生態系統脆弱性/敏感性評估、生態安全評價、生態風險評估等方面開展了大量工作[3-6],并且在模型篩選、評估方法確定以及評估指標選取等方面取得了豐富的成果[7-10],賈晶晶等[11]和齊珊珊等[12]基于SRP模型開展了流域生態環境風險評價,黃蕾等[13]結合層次分析法與時序加權平均算子建立了南京市綜合環境風險評估動態模型, Liou等[14]基于landsat數據提取了NDVI、距城鎮距離、土地利用/土地覆被等12個指標,研究了越南順化省的生態環境干擾風險狀況.總體來看,已有研究成果對生態干擾風險評估有很好的指導和借鑒意義,但以往開展的區域生態風險評估工作重點關注生態系統自身特征,評估內容主要涉及小區域或流域尺度生態系統受干擾時的自身脆弱程度、敏感性以及恢復能力等[15-16],對生態系統受外界人為活動直接或潛在影響方面,以及大尺度或全國范圍的研究較少.本研究基于已有相關研究成果,構建了大尺度生態干擾風險評估模型,可快速、有效評估識別出生態干擾高風險區域,從而以較小的投入識別出潛在生態風險,使得生態環境監管工作起到事半功倍的效果.

1 生態干擾風險概念界定

“生態風險評價”研究最早始于美國上世紀七十年代, 1992年美國環境保護局(USEPA)明確給出了生態風險評價的定義,即評估由于一種或多種外界因素導致可能發生或正在發生的不利生態影響的過程,并提出了生態風險評價框架[17],經進一步補充完善, USEPA于1998年正式公布了生態風險評價指導方針[18].目前,生態風險評價常見于土壤(水體及沉積物)重金屬、化學品(易燃、易爆、有毒藥品)等領域的生態環境影響評估,進而支持環境決策.

同時,很多學者認為生態脆弱性、敏感性和易損性等評估實質上也是生態風險評價的一種表達方式[19-21],可用以刻畫由于一種或多種外界因素導致系統暴露于不利影響或遭受損害的可能性[22].“生態脆弱性(Ecological Vulnerability)”這一概念最早于1981年由Timmerman[23]提出,被定義為某個系統針對某種外界的壓力所表現出的響應、結果以及系統自身恢復力的函數.隨后,其內涵得到進一步引申和發展,用于開展生態系統脆弱性、敏感性或易損性的評價并取得了豐富的成果[24-27],但其本質還是對生態環境和系統自身的脆弱程度做出定量或者半定量的分析、描繪和鑒定[28].

“生態干擾”作為生態系統內各組分的天然性受到干擾的表達,最早由芬蘭植物學家首次提出[29].此后,李邁和等[30]將“生態干擾度”解釋為一種評價植被天然性程度的一種方法,常用于景觀格局受人類生產活動的干擾評價中[31].

綜上所述,本研究所提出的“生態干擾風險”是“生態風險”中的一部分,是指區域生態系統易于受到自然或人為因素影響,進而產生生態破壞的可能性和破壞程度,是區域生態系統特征、各類自然環境背景條件和人類干擾活動直接和潛在影響的綜合反映,評估結果側重于服務生態保護監管應用.

2 生態干擾風險評估技術方法

2.1 生態干擾風險評估概念模型

根據生態干擾風險定義,生態干擾風險評估首先要評估區域生態系統由于自身特征(生態系統構成、生產力等)以及環境影響(生態空間類型等)造成的易受損程度[32-34],即“生態易損性”.地形地貌和道路交通條件決定了生態空間容易受到各種人為活動影響進而發生生態破壞的難易程度,因此生態干擾風險評估必須重視地形和交通導致的“干擾易達性”的影響.此外,納入由于資源稟賦而可能誘發的資源違規開采?盜獵和規模化旅游開發等行為活動作為人類干擾活動潛在風險源.

根據以上分析,本研究構建了“生態易損-干擾易達-資源易引”生態干擾風險評估模型,提出生態干擾風險指數(Risk Index for Ecological Disturbance, RIED),綜合反映區域生態系統易受自然因素或人為活動影響的可能性和破壞程度.模型如下:

RIED=(EV,AD,RE) (1)

式中:RIED為生態干擾風險指數; EV為生態易損性; AD為干擾易達性; RE為資源易引性.

2.1.1 生態易損性 生態易損性與生態系統的組成、結構、功能以及外界環境有密切關系,生態系統自身具有不穩定性,在外界的干擾或脅迫下容易發生正向或負向的變化,體現生態系統的脆弱或敏感性.同時,生態系統自身也具有承受一定內外環境干擾或壓力,實現自我調節和恢復的能力.本文選取能夠綜合反映生態系統抗干擾和自我恢復能力的生態系統類型和凈初級生產力指標來體現生態系統的脆弱性、敏感性和彈性,并納入生態空間類型指標來體現生態系統重要性和不同生態空間管控措施影響.

2.1.2 干擾易達性 道路交通和地形地貌在一定程度上決定了人為活動的區域范圍,從而表現出對自然生態系統潛在干擾的可能性[35].干擾易達性主要是考慮了區域內道路交通條件、海拔、坡度等因素造成的區域可達性條件的差異.交通越發達、越便利、海拔越低、地勢越平坦的區域,生態環境越容易受到人為活動的干擾和影響.

2.1.3 資源易引性 資源易引性是指區域內礦產、物種、旅游等自然、人文資源價值對人為活動的吸引力,自然資源豐富、環境條件優越的地區,吸引力越高,區域生態也越易于受到人為開發活動影響.考慮到近些年來頻繁出現的因各類資源誘惑力而引發的礦產違規開采、生物資源偷(盜)獵(采)和違法規?；糜伍_發等活動,將資源環境稟賦的吸引力作為評估生態干擾風險的一個方面,使得生態干擾風險評估模型更加科學和有代表性.

2.2 評估指標體系框架

構建生態干擾風險3層評估指標體系框架(圖1).在充分借鑒已有研究基礎上,綜合考慮指標數據的可得性、易用性和代表性,最終選取了坡度、海拔、生態系統類型、可采物種資源密度等9個指標參與全國生態干擾風險評估.

圖1 生態干擾風險評估指標體系框架

2.3 評價指標數據來源

所用指標數據源及數據處理方法見表1,利用ArcGIS10.8軟件對各類數據進行標準化處理.同時,在最終生態干擾風險結果計算和分析時,對所有城鎮和鄉村區域進行掩膜處理.另外,由于數據缺失,本研究范圍不包括港澳臺地區.

表1 指標數據源及預處理

注:所有指標數據統一處理為1km*1km柵格數據,統一采用WGS_1984_Albers投影坐標系.

2.4 指標數據標準化處理

采用極差標準化方法對所有定量指標進行標準化數值處理,定性指標先采用專家分級賦值法定量化處理后,再進行極差標準化處理,從而使得各指標值域范圍為0～1,以消除指標量綱和數量級的差異.定性指標具體分級賦值處理結果見表2.

表2 分等級賦值標準

2.5 指標權重與一致性檢驗

采用層次分析法[41]構建生態干擾風險評估模型指標重要性判斷矩陣,獲得各指標的權重值(表3),并對模型進行一致性檢驗.結果顯示:模型指標權重通過一致性檢驗.

表3 生態干擾風險評估指標權重

2.6 生態干擾風險指數與等級劃分

采用綜合權重指數法計算生態干擾風險指數.方法如下:

式中:RIED為生態干擾風險指數;w為第個指標的權重值;A為第個指標的標準化值.

為進一步分析全國生態干擾風險空間分布特征和結構差異,本研究將全國生態干擾風險評估結果劃分為5個等級:低風險(Ⅰ級)、較低風險(Ⅱ級)、中風險(Ⅲ級)、較高風險(Ⅳ級)、高風險(Ⅴ級).各等級間閾值的確定是基于自然斷點法(Jenks)微調得到,以滿足不同風險等級間的差異明顯,等級內部差異最小,以及分級結果空間分布相對連續等要求.生態干擾風險指數等級劃分閾值見表4.

表4 生態干擾風險等級劃分

3 結果與討論

3.1 全國生態干擾風險評估分級結果

基于構建的生態干擾風險評估模型,評估分析了全國生態干擾風險狀況.結果表明,全國生態干擾風險指數范圍為0.11～0.77,平均值為0.42.生態干擾風險指數越高表明生態系統越容易受到自然條件變化或人為活動的影響.統計結果顯示(表5),全國生態干擾風險以中風險為主、低風險次之、再次是較低風險、較高和高風險區域面積最少.其中,較高和高風險區域面積之和為141.73萬km2,僅占比15.41%;中風險區面積為315.17萬km2,占比34.28%;較低和低風險區域面積之和為462.53萬km2,占比超過50%.基于此結果,可在監控較少自然生態區域的情況下,發現潛在的人類干擾活動或生態風險,從而大大節省生態環境監管的時間、人力、物力成本,提高監管工作效率.

表5 全國生態干擾風險評估結果

3.2 全國生態干擾風險空間分布特征

從生態干擾風險指數空間分布來看(圖2),全國生態干擾風險具有明顯的空間異質性特征,我國東南地區、新疆大部分戈壁和沙漠地區以及東北平原以低或較低風險為主,高風險區域零散分布在中西部地區、內蒙古東北部以及太湖、巢湖、洞庭湖等重要水域濕地區域,較高和中風險區域圍繞零星的高風險區普遍分布在中西部地區和東北山區,如長江、黃河沿線以及東南部分海濱三角洲地區.

圖2 全國生態干擾風險等級分布

考慮到全國區域尺度較大,生態環境狀況的復雜性,為進一步分析全國生態干擾風險分布情況,選取了東北、華北、華中、華東、華南、西南、西北七大自然地理區劃為基礎單元,分區計算得到七大自然地理區劃的生態干擾風險指數與分級情況(表6).結果表明:生態干擾風險指數在不同自然地理區劃單元之間具有明顯的差異,從各區域生態干擾較高和高風險占比來看,西南地區生態干擾較高和高風險占比最高,為20.76%,東北地區次之,為19.31%;華南、華東和華中地區生態干擾較高和高風險占比最低,分別為3.34%、4.36%、5.12%.

對生態易損性、干擾易達性和資源易引性分級結果分析表明(圖3),全國生態易損性以中風險、較高和高風險為主,主要分布在內蒙古草原、青藏高原、秦嶺和祁連山等區域.在綜合考慮海拔、坡度和道路密度因素作用下,西部區域由于海拔高、交通不便利等原因,干擾易達性風險普遍較低,東部區域由于地勢平坦、海拔低、交通網絡比較發達,導致干擾易達性風險較高.由于區域內旅游、礦產和物種資源比較豐富,資源易引性中高風險區主要集中分布在我國中部秦嶺、祁連山區,以及西南和東南大部分地區.由此可見,生態干擾風險空間分布格局與全國生態系統的組成、結構、生態空間類型以及社會經濟發展水平、交通能力、資源潛力等一系列因素具有很強的相關性.然而,本文中僅將海拔作為負向指標,忽略了其正向影響.即海拔越高,交通越不便利,居住人口也較少,人為活動對生態環境產生的干擾破壞程度相對較低;但同時,海拔高的西部區域,其生態系統結構簡單,植被稀疏且極易退化,從而導致生態脆弱性和敏感性較高.因此,在后續研究工作中,需要進一步合理細化指標體系,更加充分考慮所選指標的深層含義.

表6 七大自然地理區劃生態干擾風險分級表

圖3 生態易損性(A)、干擾易達性(B)、資源易引性(C)風險等級

進一步分析生態干擾較高或高風險區域空間分布特征發現,雖然西部人口較少、道路網絡相對不發達,但由于這些區域植被覆蓋度較低、生態系統脆弱或敏感性較高,以及考慮到這些區域在珍稀瀕危動植物物種保護、礦產資源保護、氣候調節等方面的重要性(如:三江源、可可西里、羌塘保護區、秦嶺和祁連山等自然保護地或生態保護紅線區域),導致這些區域生態干擾風險等級較高.并且,當前社會廣泛關注的眾多生態環境破壞事件,如卡拉麥里礦產開采、秦嶺別墅開發、可可西里偷盜獵、木里煤礦和祁連山礦產開采等均發生在評估提取的中高風險區,也側面印證了生態干擾風險評估結果的正確性和合理性.

3.3 評估結果驗證

為驗證生態干擾風險評估模型的有效性,本研究收集分析了2017～2019連續三年的全國國家級和省級自然保護區人類干擾活動數據.依據以上得到的全國生態干擾風險結果,分別統計了5個風險級別區域中人類干擾活動的斑塊面積,結果表明(表7):2017～2019年全國省級和國家級自然保護區人類干擾活動斑塊約4萬處,面積為260.85km2.其中,分布于生態干擾低風險區域人類干擾活動面積為9.30km2,占人類干擾活動總面積的3.57%;生態干擾較低風險區域人類干擾活動面積為14.81km2,占比5.68%;生態干擾中風險區域人類干擾活動面積為117.57km2,占比45.06%;生態干擾較高風險區域人類干擾活動面積為66.64km2,占比25.55%;生態干擾高風險區域人類干擾活動面積為52.53km2,占比20.14%.

表7 各生態干擾風險等級人類干擾活動統計結果

通過分析各生態干擾風險等級內人類干擾活動分布情況發現:全國生態干擾較低和低風險區域面積占比約50.31%,但僅分布有9.25%的人類干擾活動;生態干擾中風險區域面積占比約34.28%,約有45.06%的人類干擾活動分布其中;而15.41%的生態干擾較高和高風險區域集中了45.69%的人類干擾活動,較高和高風險區內人類干擾活動面積占人類干擾活動總面積的比例約為全國生態干擾較高和高風險區域面積占比的3倍,評估得到的生態干擾風險等級結果空間分布格局與人類干擾活動空間分布特征有很好的一致性.同時,通過與《全國主體功能區規劃》中全國生態脆弱性評價結果的對比分析,結果顯示:二者在空間分布格局上具有較好的相似性.由此可見,本文構建的生態干擾風險評估模型能夠很好地識別出生態干擾風險高、生態脆弱性高、人類干擾活動集中的重點區域,說明了研究建立的生態干擾風險評估方法的科學性和有效性.

4 討論

4.1 本文從生態易損性、干擾易達性、資源易引性三個方面選取9個指標構建了生態干擾風險評估模型,綜合反映生態系統受到自然因素或人為干擾活動影響的可能性和破壞程度.對重要生態空間監管策略優化、“分區分策”精細化監測以及開展生態破壞網格化精準管控具有重要的指導意義.

4.2 全國生態干擾風險以中風險為主、低風險次之,高風險區域零散分布在中西部地區、內蒙古東北部以及太湖、巢湖、洞庭湖等重要水域濕地區域.

4.3 全國生態干擾風險評估結果驗證表明,生態干擾較高和高風險區域內人類干擾活動面積占比是較高和高風險區面積占比的3倍,不足50%國土面積的生態干擾中、較高和高風險區域內分布了超過90%的人類干擾活動,說明了研究所建立的方法能夠有效識別出受人類干擾活動影響的生態干擾高風險區域.

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Research on the method and application of large-scale ecological disturbance risk assessment.

GAO Ji-xi*, CAI Ming-yong, ZHANG Xin-sheng, SHEN Wen-ming, SHI Xue-wei, XIAO Ru-lin

(Ministry of Ecology and Environment Center for Satellite Application on Ecology and Environment, Beijing 100094, China)., 2021,41(11)：5274～5281

To realize the rapid and effective identification of high risk areas of large-scale ecological disturbance, This research selected 9 indicators from three aspects of “ecological vulnerability (EV)”, “accessibility to disturbance (AD)” and “easy-attractiveness of resources (RE)”, and constructed the index system and evaluation model of ecological disturbance risk assessment, forming a complete large-scale ecological disturbance assessment technology and method. Using this technology and method, the risk status of the national land space ecological disturbance, the spatial distribution pattern and its causes were evaluated and analyzed, and the 2017～2019 national nature reserves human activity monitoring data and ecological vulnerability result in the National Planning for Major Function Zones were used to analyze the accuracy of the ecological disturbance risk assessment results. The results showed that more than 90% of human activities in nature reserves were concentrated in the medium and high risk areas, The national ecological disturbance risk was mainly intermediate, followed by low and relatively low, and high and relatively high areas were the least. The high and relatively high risk areas were mainly distributed in the west-central and northeast regions such as the Qinling Mountains, Qilian Mountains, Sanjiangyuan, and Inner Mongolia grasslands. The spatial distribution characteristics of ecological disturbance risk had a strong correlation with factors such as the structure and function of the ecosystem, topography, traffic conditions, and resource potential.

risk index of ecological disturbance；ecological vulnerability；accessibility to disturbance；easy-attractiveness of resources；human disturbance activities；national ecological disturbance risk level

X171

A

1000-6923(2021)11-5274-08

高吉喜(1964-),男,內蒙古呼和浩特人,研究員,主要從事區域生態保護?生態資產評估?區域生態學等研究.發表論文350余篇.

2021-03-05

國家重點研發計劃項目(2017YFC0506606);成都理工大學地質災害防治與地質環境保護國家重點實驗室開放基金資助項目(SKLGP2020K005)

* 責任作者, 研究員, gjx@nies.org