随着工业化和城镇化的快速发展, 人类活动成为改变和重塑国土空间的主要驱动力^[1—2], 对生态系统结构和功能的干扰日益加剧^[3], 人地矛盾不断突出, 系统开展国土空间生态修复迫在眉睫。高原湖泊流域是我国国土空间的重要组成部分, 其所承载的人口、经济众多, 同时也是重要的生态功能供给区和涵养区^[4]。由于在快速城镇化、工业化过程中忽视对流域国土空间的合理利用与保护, 在引发一系列生态环境问题的同时^[5—7], 破坏了流域原有景观的整体性, 致使景观斑块破碎化加剧, 生态环境自我恢复能力大幅减弱, 加剧流域生态环境恶化, 严重制约着区域可持续发展。

随着长江经济带和黄河流域生态保护与高质量发展战略的提出, 流域国土空间生态修复成为新时期我国生态文明建设的热点和关键^[8]。国土空间生态修复是对国土空间中受损和退化的生态系统的恢复和重建^[9—10]; 而生态修复优先区则是生态功能敏感、受损严重亟待开展生态修复的重点区域, 准确识别生态修复优先区, 提高生态系统质量和稳定性, 是现阶段国土空间生态修复的关键^[11—12]。目前, 已有的生态修复研究多集中于修复污染场地、土壤、森林、废弃矿山等单一要素, 导致生态修复局部效果显著, 但整体效果不佳^[13]。因此, 源于景观生态学理论的国土空间生态修复逐渐成为研究热点。在现有的研究中, 国土空间生态修复优先区研究的重心多集中于东部平原地区的城市^[14]或城市群^[15—16], 对高原湖泊流域等生态脆弱区关注不足; 在生态修复优先区识别上, 多考虑生态重要性和人为干扰视角^[17—19], 但人类干扰和生态系统间并非简单的干扰与被干扰关系, 生态系统对人类干扰有其自适应能力, 仅考虑生态重要性和人为干扰所提取生态修复优先区的准确性有待提高, 亟需引入生态系统自适应能力视角以提升生态修复优先区的准确性。

滇池流域是我国高原湖泊流域典型代表和滇中城市群的核心^[20], 地处长江、珠江、红河三大水系分水岭地带, 在保障长江上游生态安全, 支撑一带一路建设上发挥着重要作用; 对于云南省更具特殊意义, 其不仅是云南省重要的生态系统, 也是云南国民经济、社会发展的核心。相较其他地区, 滇池流域除具有高度城镇化区域生态环境受损严重的共性^[21], 也有其自身生态环境脆弱, 受损后恢复难度大的特性。亟待科学有序地开展国土空间生态修复工作来有效引导和管理人类活动, 促进人与自然的可持续发展。鉴于此, 研究以滇池流域为研究区, 综合自然生态和人类社会两大系统, 结合生态重要性、人类干扰和景观生态风险视角, 提取生态修复优先区域, 并提出针对性的生态保护修复策略, 以期为滇池流域国土空间生态修复提供借鉴和参考。

1 研究区概况与数据来源 1.1 研究区概况

滇池流域位于云南省中东部(102 ° 29′ E —103°1′ E, 24°28′ N—25°28′N), 总面积为3013.49km²(图 1); 该区属亚热带高原季风气候, 全年干湿分明; 地形以山地和山间盆地为主, 地势起伏和缓。滇池是我国西南地区最大的高原淡水湖泊, 在调蓄洪水、保障供水、调节气候、维护环境等方面发挥着重要作用。在社会经济上, 滇池流域是滇中城市群核心, 流域人口众多、经济发达, 人口负荷和围湖开发强度大, 是生态保护和发展矛盾最突出的区域之一。该区域作为云南工农业、旅游业、经济和社会发展等最活跃的地区, 准确识别生态修复优先区对于助推国土空间生态保护修复, 保障该区经济与生态安全协调发展具有重要的现实意义。

1.2 数据来源

研究数据主要包括遥感影像、气候、地形、交通、人口和规划文本等多源数据(表 1), 数据时间为2020年。参考刘林、彭建等对滇池、玉溪等高原湖泊流域的研究^[22—24], 将土地利用类型划分为建设用地、未利用地、林地、水体、耕地、草地六类, 解译精度为88.32%。基于粒度反推法, 选取斑块个数、斑块密度、景观分维数、蔓延度指数、景观连通性、内聚力指数表征景观整体性和连通性, 最终确定90m为最优景观粒度大小, 以该粒度水平作为参照, 作为本文的空间分辨率尺度, 坐标系统一转换为CGCS2000_3_Degree_GK_Zone_34。

2 研究方法 2.1 基于人类足迹的人类干扰评估

人类足迹(Human Footprint, HF)是从生态效应角度评估人类干扰对陆地生态系统影响的常用指标^[25], 在自然保护区和生态连通性研究^[26]中得到广泛应用。基于现有人类足迹体系架构^[27], 考虑研究区的区域特征与数据的可用性, 选取人口密度、土地利用、夜间灯光及交通四类典型人类活动影响, 以90m的空间分辨率绘制人类足迹, 量化人类活动对生态系统的干扰, 计算公式如下：

(1)

(2)

式中, pop为人口密度指数, landuse为土地利用影响指数, nightlight为夜间灯光指数, access为交通影响指数, HF为人类足迹, HII为人类影响指数(Human Influence Index), HII_max与HII_min分别为研究区内人类影响指数的最大值与最小值。

2.2 景观生态风险评估

景观生态风险是指自然因素或人类活动干扰对生态环境与景观格局交互作用造成的负面影响^[28], 可反映生态系统自适应能力。研究选取景观干扰度指数、脆弱度指数和损失度指数建立景观生态风险评价模型^[29—30]。其中, 景观干扰度可反映不同景观所代表的生态系统所受干扰程度; 生态脆弱度可反映景观类型抵抗外界干扰的能力和对外界变化的敏感程度; 损失度指数由景观干扰度指数和景观脆弱度指数来综合反映, 是对景观类型受干扰后所受到生态损失的描述。此外, 由于景观格局在空间上分布不均, 具有区域异质性, 需要对研究区划分风险小区。结合已有研究^[31—32], 分别以200, 400, 600, 800, 1000, 1200m的粒度划分, 如图 2所示, 研究发现600m的格网是各景观指数发生突变的关键点, 600m时景观分离度较低, 而景观内聚力指数较高, 该粒度时景观组分的整体性和连通性最佳。因此, 以600m×600m格网划分风险小区。景观生态风险指数计算公式如下：

(3)

式中, ERI_k是第k个风险小区的生态风险指数(Ecological Risk Index), A_ki是第k个风险小区里第i类景观的面积, A_k是第k个风险小区的总面积, R_i是第i类景观的生态损失指数。

利用景观生态风险评价模型求得每个风险小区的生态风险指数, 以生态风险值作为小区中心点的值, 利用ArcGIS软件通过普通克里金插值, 获得滇池流域景观生态风险空间分布情况。通过将生态风险指数与人类干扰指数等权叠加, 得到滇池流域生态网络负向干扰面。

2.3 区域生态网络识别 2.3.1 基于生境重要性的生态源地识别

生境重要性评价是针对区域典型生态系统服务, 分析其地域分异特征, 明确各种生态系统服务的核心供给区域, 是生态源地识别的基本途径。基于生态系统服务内涵与滇池流域特点, 选取水源涵养、生物多样性、水土保持以及固碳释氧^[33—34]进行生境重要性评价。通过等权叠加计算生境重要性, 以重要性评价结果中面积大于5km²的极重要等级生态用地作为“源”。同时考虑到滇池在高原湖泊流域保护及生物多样性等方面的突出作用, 将滇池作为生态源地。

2.3.2 生态阻力面构建

(1) 基础阻力面构建：生态阻力是源地之间进行能量传输、物质交换或物种迁徙过程中遭遇的阻碍, 土地利用类型和地形是“源”对外扩散时受到阻力的主要来源^[35]。本文参考已有学者研究并结合研究区实际, 选取土地利用类型、坡度、海拔和植被覆盖度因子划分阻力值; 层次分析法简单实用, 结合专家打分可有效反映不同阻力因子的影响大小, 且有较多应用实例^[36—37]。因此, 研究采用层次分析法(AHP)计算各阻力因子对应权重值, 最终得到各阻力因子等级权重如表 2所示。

(2) 阻力面修正：自然因素是影响物种生存范围的基础性因素, 而人为干扰和景观生态风险对物种的干扰不可忽视。滇池流域人口密集, 城镇扩张迅速, 生境斑块破碎, 景观生态风险高, 抗干扰能力弱。高强度人类活动显著改变了栖息地环境, 也造成了区域生态系统服务功能退化, 致使原有廊道受阻, 降低生态网络的连通性; 高景观生态风险区域, 生境斑块破碎, 抗干扰能力弱, 承载生物迁徙和能量流动的能力弱。因此, 有必要通过人类干扰和生态风险两方面修正阻力面。公式如下：

(4)

(5)

式中, R_i为基于人类干扰和景观生态风险指数修正的栅格i的阻力值; R为栅格i对应的基础阻力值; NL_i为栅格i所受负向干扰指数, NL_a为栅格i所对应地类a的负向干扰平均值, HF_i和ERI_i分别为栅格i所受人类干扰指数和景观生态风险指数。

2.3.3 生态廊道提取

生态廊道是生态源地间生态流动的低阻力值通道, 其识别和保护对促进区域生态要素流通以及生物多样性保护具有重要意义, 本文采用最小累积阻力模型(Minimum Cumulative Resistance, 简称MCR), 利用Circuitscape插件的Linkage Mapper模块进行滇池流域生态廊道提取。具体公式如下^[38]：

(6)

式中, MCR为最小累积阻力值; D_ij为生态源地斑块j到景观单元i的空间距离; R_i为景观单元i对生物物种迁徙的阻力。

2.4 国土空间生态修复优先区诊断

完整稳定的生态网络对维护生态系统及其过程完整、保障区域生态安全的意义重大。而生态网络的完整稳定除受高程度人类活动干扰外, 也与生态系统自身状况有关。鉴于此, 本文将生态网络与负向干扰面进行叠加分析, 将生态网络中受到较高负向干扰区域诊断为国土空间生态修复优先区(如表 3)。

3 结果分析 3.1 滇池流域人类干扰与生态风险评估

滇池流域人类干扰指数较高, 表明人类活动对流域生态环境的干扰强度大、范围广。其中, 人类干扰高值区集中于流域中部, 即滇池周边区域, 特别是滇池北岸。人类干扰低值区集中于流域四周山地区域, 且人类干扰多沿交通网络向远离城区的山区延伸, 交通网络大幅增强了人类干扰的强度和深度; 流域大部分区域处于中高生态风险影响下, 中高生态风险区多位于城区边缘、道路两侧及耕地, 低生态风险分布于昆明主城区及北部和南部大片连续林地。中高生态风险区主要受高强度人类活动影响, 生境破碎化程度高, 生态系统恢复能力较弱, 生态风险较高; 而主城区域建设用地集中连片, 景观斑块较为完整, 同时建设用地对外界变化的敏感程度较低, 景观脆弱度低, 因而呈现“高人类干扰区低景观生态风险”(图 3)。

人类干扰和景观生态风险叠加得到研究区负向干扰面, 采用自然断点法将负向干扰面划分为低干扰(0.02—0.23)、较低干扰(0.23—0.34)、中干扰(0.34—0.45)、较高干扰(0.45—0.56)、高干扰(0.56—0.92)共5级。其中, 滇池流域负向干扰以低负向干扰和较低负向干扰为主, 占比达50.74%;其次是较高负向干扰, 占20.16%;而高负向干扰最少, 仅占10.52%。高负向干扰区集中分布在滇池周边和城区周围, 少量沿交通要道带状分布; 较高干扰区分布于滇池北部城区, 区域人为扰动强烈但生态风险相对较小; 中干扰区主要分布于滇池沿岸和交通干线周边; 低干扰和较低干扰区域主要集中于研究区周边山地和滇池(图 3)。整体而言, 研究区负向干扰呈现从滇池周边向边缘沿交通干线递减的趋势。

3.2 区域生态网络构建

流域生态源地斑块共23个, 集中分布在流域边缘的山地丘陵地区, 流域中部生态源地较少, 以滇池为中心零散分布。这些区域对生态系统服务功能的发挥具有重要作用, 能满足较高的生态需求; 通过MCR模型共提取源间生态廊道38条, 共计136.86km², 分为由滇池向山区的放射状廊道和串联山区的流域边缘分散式环状廊道。廊道空间分布呈明显的区域差异, 中部城区廊道分布相对稀疏, 长度长, 路径平均耗费成本值高; 边缘的山地丘陵, 如盘龙区北部和晋宁区的廊道分布密集, 长度较短, 路径平均耗费成本值低(图 4)。

3.3 生态修复优先区识别

流域生态源地处于负向低干扰、较低干扰、中干扰、较高干扰和高干扰下的区域面积分别为589.02km²、204.7km²、63.14km²、9.82km²和0.87km²(图 5)。将中干扰及以上干扰区作为生态源地修复优先区, 生态源地修复优先区面积占源地总面积的8.51%, 较为分散地镶嵌于生态源地斑块边缘, 加剧生境斑块地破碎化。空间分布上多位于滇池沿岸和北部丘陵山地与城区交界边缘, 如滇池沿岸、棋盘山国家公园和金殿国家公园等。整体而言, 生态源地受负向干扰相对较低, 体现了当前滇池流域保护措施的合理性和保护的有效性, 但仍需严格保护。

廊道修复优先区面积为26.97km², 占廊道总面积的19.71%。整体来看廊道修复优先区集中分布于研究区中部的城镇边界、廊道与道路交汇处, 地类以建设用地和耕地为主(图 5)。这是由于研究区中部是区域生态过程的中转与集散区, 源间廊道众多, 加之研究区中部人口众多、经济发达, 人类干扰强度高, 斑块破碎、生态风险高, 对生态过程造成极大的阻力, 因而廊道修复优先区面积较大。

生态夹点修复优先区共31处, 均分布于城区边缘或交通干线附近(图 6)生态夹点修复优先区的空间分布特征体现了流域城镇扩张、交通与生态系统的剧烈冲突。一方面城镇扩张致使生境斑块的破碎化, 生态系统的自我恢复能力受损严重; 另一方面交通网络在增强人类干扰的广度和深度的同时进一步阻碍了景观生态流的水平生态过程。因此需重点关注城镇边界、交通道路与生境斑块交汇处的节点建设及其生态功能的提升。

3.4 滇池流域生态修复优先区修复策略

针对上文识别的生态源地、廊道、夹点修复优先区空间分布特征和典型问题, 研究提出了相应生态修复策略, 以保障生态系统结构完整、提升生态系统功能、完善源地—廊道—节点生态网络。

(1) 生态源地修复优先区的面层面修复策略：“限制人为扰动, 促进功能提升”。源地修复优先区多位于滇池沿岸和北部丘陵山地与城区交界边缘, 受人为干扰大, 源地边缘斑块破碎。源地内部应控制不符合主体功能定位的开发建设活动, 加大封育力度, 维护原有地形和生物多样性, 提升生态系统功能。如针对滇池生态源地, 全面清理、迁出滇池源地内的违规建筑物。持续推进滇池水生态治理, 确保滇池水质达标和生态系统功能的提升; 源地边缘需加强源地边缘区域管控, 注重生态缓冲区建设, 通过构建环湖生态缓冲区、滇池生态步道等方式, 加大保护修复力度。

(2) 生态廊道修复优先区的线层面修复策略：“清除生态障碍, 保障生态流通”：廊道修复优先区多位于城镇边界、城区河流及廊道与道路交汇处。流域中部尤其是滇池周边市区, 需注重生态廊道保护, 依托现有山地、林地、水系, 建设维护环城生态廊道、城市绿地等连通性生态空间, 避免城市无序扩张、过度蔓延, 营造良好的城镇发展形态。因此, 在后期城市发展规划中应加强生态规划, 合理引导城市发展方向, 同时, 结合河流、林地分布情况, 预留绿化、通风廊道空间, 构建环城生态廊道, 保障生态流畅通, 避免城市低效、过度扩张; 此外, 针对宝象河、盘龙江水系等结构性天然廊道应加强治理, 持续开展入湖河流整治, 治理河道污染, 加强岸线管控及河流沿岸湿地保护, 构建美丽河道。

(3) 生态夹点修复优先区的点层面修复策略：“预留生态通道, 加强监测管理”：生态夹点修复优先区多位于城镇边缘和交通干线附近。应增设交通廊道防护设施、生态绿地和绿色通道, 削弱现有道路网络的噪声、扬尘、尾气等对生境的影响; 此外, 在未来城市建设和交通规划应加强生态环境影响评估与生态空间的保留塑造, 降低交通建设对生态环境的不利影响。

4 讨论与结论 4.1 讨论

生态修复优先区可以突出生态保护和修复的重点, 为生态保护修复政策的建立和完善提供重要的科学依据。而生态修复优先区的准确识别需要精准把控国土空间生态修复“整体保护、系统修复、综合治理”的理念^[39—40]。相较以往生态修复研究对生态系统自身调节和适应能力考虑不足的局限^[41—42]。研究在生态修复迫切性表征上引入负向干扰指数。负向干扰指数构建涉及对生态系统所受干扰的多角度分析, 既考虑人类干扰对生态系统的直接影响, 又考虑区域景观生态风险来衡量生态系统的调节和适应能力, 从而有效避免了单尺度评价对区域生态修复迫切性表征不准的问题。所构建的负向干扰面相较单一人类干扰指数局限于城区和交通网络有所锐化和突出, 耕地破碎和扩展对流域生态系统的负向影响得到进一步体现。

在生态修复优先区的修复策略制定上, 研究针对不同类型生态修复优先区的空间分布特征和区域典型问题, 提出限制人为扰动, 提升生态功能; 清除障碍区, 保障生态流通; 预留生态通道, 加强监测管理的点线面结合协同治理策略, 可对现有保护修复政策进行一定的补充和优化。现有的地方生态保护修复政策多侧重于生态红线的划定和生态保护区的区块保护^[43], 如昆明市政府自2008年启动的滇池湖滨“四退三还一护”生态建设工作、滇池草海系统整治、滇池流域“两线”“三区”划定管控等。虽然这种区块保护对大面积或脆弱的生态用地具有保护作用, 但并未充分考虑景观连通性、生态系统结构和功能。生态用地间缺乏重要的连接通道, 物质循环和能量受阻, 生态保护修复效果相对较差^[44]。而通过修复优先区, 完善生态源地、廊道、节点等景观组分, 有助于明晰生态修复的重点和关键, 增强生态系统之间的联系和相互作用, 形成一体的生态功能网络, 达成系统修复、综合治理的目标^[45]。同时所识别的生态源地修复优先区又能为现有保护区区块保护策略制订和缓冲区范围划定提供一定的依据和参考, 由以往缓冲区范围硬性划定到弹性设置。

然而, 本研究还存在以下局限：一方面, 在生态修复优先区提取过程中, 仅考虑了人类活动对生态系统的负面影响, 忽视了经济发展、环保投入等人类活动对生态系统的正向影响。在后续的研究中有待进一步完善; 另一方面, 本文依据源地、廊道、节点修复优先区在生态安全格局中的作用、空间分布特征等, 提出了一定的生态修复策略。但具体的修复措施如斑块面积的优化尺度、缓冲区距离设置、生态通道设立标准等可能与实际景观格局存在误差, 导致实际修复操作中产生不确定性, 未来有必要结合实践作进一步的深入研究。

4.2 结论

基于生态网络—人为干扰—景观生态风险开展生态修复优先区诊断与修复研究, 对流域生态修复进行了积极探索, 并提出了针对性的修复策略。研究结论如下：

(1) 滇池流域人类干扰和景观生态风险整体较高, 交通网络对人类干扰和景观生态风险的扩展和增强作用不容忽视。流域负向干扰以中低干扰为主, 但较高、高干扰区占比较大, 集中分布于城区和交通干线两侧。

(2) 区域生态网络呈现典型湖泊生态网络特点, 生态廊道以中部放射型廊道和边缘分散式环形廊道, 连通23块生态源地, 保障区域生态安全。

(3) 研究共识别生态源地修复优先区面积73.83km², 生态廊道修复优先区26.97km², 生态夹点31处。结合各生态修复优先区的空间分布特征和典型问题, 提出限制人为扰动, 提升生态功能; 清除生态障碍, 保障生态流通; 预留生态通道, 加强监测管理的修复策略。