2024, Vol. 44文章信息
- 王鸣雷, 邱思妍, 史文娇
- WANG Minglei, QIU Siyan, SHI Wenjiao
- 珠三角地区至2050年土地利用变化对生物多样性的影响
- Impacts of future land use change on biodiversity in the Pearl River Delta
- 生态学报. 2024, 44(16): 7183-7197
- Acta Ecologica Sinica. 2024, 44(16): 7183-7197
- http://dx.doi.org/10.20103/j.stxb.202312182744
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文章历史
- 收稿日期: 2023-12-18
- 网络出版日期: 2024-06-18
2. 中国科学院大学资源与环境学院, 北京 100049;
3. 广东财经大学文化旅游与地理学院, 广州 510200
2. College of Resources and Environment, University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China;
3. School of Culture Tourism and Geography, Guangdong University of Finance & Economics, Guangzhou 510200, China
生物多样性是包括物种多样性、基因多样性和生态系统多样性在内的所有生命形式的多样性, 是生命有机体及其赖以生存的生态综合体的统称[1]。它能够为人类提供基本的环境和丰富的资源, 对人类生存和发展至关重要[2—3]。随着人口日益增长和生活水平提高, 人类对农林产品等生态资源的需求与日俱增[4]。人类活动和社会经济发展驱动下的土地利用变化, 如城镇化、森林砍伐、农田开垦等, 已然成为生物多样性丧失的主要影响因素, 并严重阻碍着全球可持续发展目标的实现[5—6]。面临严峻的生物多样性丧失问题, 生物多样性的保护工作已成为国际社会高度关注的议题, 如1992年联合国环境规划署发起了《生物多样性保护公约》[7], 2012年生物多样性领域的IPCC“生物多样性和生态系统服务政府间科学政策平台(IPBES)”正式成立[8]。中国也制定和实施了一系列阶段性保护规划和政策等, 如《中国生物多样性保护战略和行动计划(2011—2030)》、《中国的生物多样性保护》白皮书以及《全国重要生态系统保护和修复重大工程总体规划(2021—2035年)》等为生物多样性保护提供了科学指导。然而, 这些行动方案并未能完全阻止土地利用变化对生物多样性的威胁[9]。因此, 亟需量化土地利用变化对生物多样性的影响, 以便制定和调整相关政策和规划, 促进可持续土地利用管理, 平衡人类活动与生物多样性保护之间的关系, 最大限度地减少负面影响。
近年来, 全球学者在探究未来土地利用变化对生物多样性的影响方面开展了大量研究, 尤其是农田和城市扩张对物种栖息地、生境质量和物种丰富度的影响[4, 10—11]。农业扩张导致的栖息地丧失是陆地生物面临的最大威胁之一。到2050年, 全球仍需额外约5亿hm2农田以满足对粮食、纤维、动物饲料和生物能源等的需求, 其中大部分将会以牺牲自然栖息地为代价, 势必增加生物多样性的压力[12—13]。据估计, 至2050年, 全球87.7%的物种将因农业扩张而失去栖息地, 其中1280种物种将丧失25%以上的栖息地[13]；全球生物多样性热点区内受农田扩张和集约化影响的生物多样性分别将达到50%和7%以上[10]。类似地, 快速的城市扩张也会通过栖息地的相互转换、退化、破碎和物种灭绝对全球生物多样性产生巨大威胁[14]。至2050年, 全球城市用地将增加28—49万km2, 将直接导致11—19万km2的自然栖息地丧失[15]；至2100年, 自然栖息地丧失面积最高可达33万km2, 并引发大面积的自然栖息地破碎化[11]。而在中国, 至2050年, 城市扩张将导致自然栖息地减少1.23—2.95万km2, 是1990—2020年间的1.22—1.64倍[16]。总体而言, 现有研究主要集中在分析未来农田和城市扩张对生物多样性的影响, 然而土地利用变化不仅局限于农田和城市扩张, 还包括森林、草地和湿地等生态用地以及其他用地的变化。未来多种类型的土地利用变化及人类利用强度对生物多样性的综合影响尚不清楚。
情景和模型相结合的方式模拟未来土地利用变化对生物多样性的影响, 正逐渐成为指导未来土地利用规划的重要手段。在情景设计方面, 当前研究大多基于历史土地利用变化规律或者地区土地利用规划文件设定未来土地利用指标, 进而模拟自然发展、生态保护、耕地保护或城市发展等情景下的土地利用变化[17—18]。然而, 这些情景往往忽视了实施气候政策和社会经济发展等对土地利用变化的综合影响, 导致模拟结果存在一定不确定性。2015年第六次耦合模型相互比较项目(CMIP6)通过了新的共享社会经济路径和代表浓度路径(SSP-RCP)耦合情景, 为准确模拟不同社会经济假设和气候缓解政策下的未来土地利用变化提供了多种发展可能[11]。随后, 多种基于SSP-RCP情景的土地利用数据产品应运而生。如土地利用协调项目(LUH2)提供了至2300年8种SSP-RCP情景下的全球逐年土地利用数据, 空间分辨率约为50 km, 对于区域尺度研究较为粗糙, 将显著降低研究成果的准确性[19]。部分研究虽然提供高空间分辨率的未来土地利用产品, 但所覆盖的情景有限, 如基于全球变化分析模型(GCAM)和未来土地利用模拟(FLUS)模型模拟的中国1 km土地利用数据[20], 以及基于GCAM-CA生成的全球1 km土地利用数据[21]。Liao等[22]基于LUH2提供的SSP-RCP情景数据, 结合FLUS模型, 模拟了8种SSP-RCP情景下中国2020—2100年的1 km土地利用产品, 为实现未来土地利用研究提供了高分辨率、多情景数据基础。
在生物多样性对土地利用变化的响应模型中, 生态系统服务和权衡的综合评估(InVEST)模型、全球生物多样性模型框架(GLOBIO3)、最大熵(MaxEnt)模型以及“预测生态多样性对陆地系统变化的响应(PREDICTS)”数据库等被广泛应用[11, 18, 23—24]。其中, InVEST模型常被用于模拟土地利用变化对生态系统服务的影响, 模拟准确, 并且适用于区域尺度研究[18]。GLOBIO3模型基于物种丰富度与环境驱动因素的简单因果关系, 能够预测过去、现在和未来区域或全球尺度上人类活动引起的生物多样性变化[24]。MaxEnt模型是一种通过多种样本数据预测物种潜在分布及其生境适宜度的机器学习模型, 在处理变量间复杂关系方面优势明显[23]。PREDICTS数据库收集了来自全球各地的地方尺度研究, 并通过Meta分析进一步探讨了当地生物多样性对人类活动的响应, 进而可估算从自然水平到不同土地利用类型和土地利用强度的物种丰富度、濒危物种丰富度和总丰度变化[11]。相比其他模型, PREDICTS数据库模拟范围更全面, 并且能反映土地利用强度对生物多样性的影响。综合来看, 基于不同SSP-RCP情景和FLUS耦合下的高分辨率未来土地利用数据, 结合InVEST模型和PREDICTS数据库有助于准确且全面的量化土地利用变化对生态系统服务和物种丰富度等生物多样性的综合影响。
珠三角地区作为我国改革开放以来社会经济发展最快的地区之一, 截至2021年, 其城市化率高达到87.50%[25]。随着城镇化的快速推进, 珠三角地区土地利用格局发生剧烈变化, 耕地、水体面积明显减小, 而建设用地面积显著增加, 导致生态环境问题逐渐凸显, 同时生物多样性也受到不同程度的威胁[25—26]。本研究以珠三角地区为研究区, 结合土地利用变化数据、物种丰富度数据等, 探讨了未来不同SSP-RCP情景下的珠三角地区土地利用变化特征, 阐明了融合土地利用强度的多种土地利用变化对物种丰富度和生境质量服务的影响, 并通过构建综合生物多样性指数, 评估了土地利用变化对生物多样性的综合影响。本研究可为珠三角地区生态环境的优化配置提供理论支撑, 有助于珠三角地区和其他类似地区制定科学的土地管理政策和保护措施, 实现人与自然的和谐发展。
1 研究方法与数据来源 1.1 研究区概况珠三角地区(21.71°—24.39°N, 111.36°—115.42°E)位于广东省中南部(图 1), 包括广州市、深圳市、肇庆市、中山市、佛山市、珠海市、东莞市、惠州市、江门市等九个地级市, 总面积达547.33万hm2。作为我国改革开放的先行区, 珠三角地区已经发展成为亚太地区最具活力的经济区之一。珠三角地区是广东省平原面积最大的地区, 而丘陵、山地和岛屿占到总面积的30%。区域内以南亚热带海洋季风气候类型为主, 雨量充沛, 热量充足, 年内平均气温为21.4—22.4℃, 年降雨量达1600—2300 mm。珠三角地区土地利用类型以林地为主, 主要分布在肇庆市、江门市和惠州市, 耕地和建设用地面积占比分别为6.32%和14.92%, 并集中分布于珠三角地区的中部平原区。近年来, 随着经济快速发展, 珠三角地区耕地和林地大量转为建设用地, 对生物多样性构成巨大威胁。
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| 图 1 研究区地理位置及2015年土地利用类型 Fig. 1 Location of the Pearl River Delta and land use types in 2015 |
本研究所采用的土地利用类型数据来源于地理模拟与优化系统(http://www.geosimulation.cn)[22], 其中包含2015年土地利用以及未来2020—2100年8种SSP-RCP情景下的1 km空间分辨率土地利用产品。该数据产品基于LUH2数据集中8个SSP-RCP情景下的未来土地利用需求, 结合FLUS模型获取未来不同SSP-RCP情景下中国逐年土地利用产品。本研究首先选择CMIP6情景模式对比计划(ScenarioMIP)中的第一级(Tier-1)基础情景(SSP1-RCP2.6、SSP2-RCP4.5、SSP3-RCP7.0和SSP5-RCP8.5)作为研究情景。此外, 为详细考虑未来不同社会经济发展路径(SSPs)下的土地利用变化发展可能, 以及数据的可获取性, 本研究选择SSP4-RCP6.0作为补充情景。不同SSP-RCP情景的具体描述如表 1所示[27]。
| 情景Scenarios | 描述Description |
| SSP1-RCP2.6 | 可持续发展情景和低强迫情景组合, 伴随显著的土地利用变化, 尤其是全球森林面积增加 |
| SSP2-RCP4.5 | 中等社会脆弱性和中等强迫情景, 土地利用发生中等程度变化 |
| SSP3-RCP7.0 | 相对高的社会脆弱性与相对高的强迫情景, 强调粮食安全和能源安全, 伴随大量土地利用变化, 尤其是全球森林面积减少 |
| SSP4-RCP6.0 | 中等排放情景, 不均衡发展路径 |
| SSP5-RCP8.5 | 高社会脆弱性和高强迫情景组合, 全球经济快速发展, 城市扩张程度高 |
| SSP：共享社会经济路径Shared Socioeconomic Pathway；RCP：代表浓度路径Representative Concentration Pathway | |
土地系统数据来源于Newbold等[4]的研究成果(https://box.hu-berlin.de/), 空间分辨率为1 km。该数据反映了主要人类活动与自然生态系统的相互作用, 包含土地利用类型、土地利用强度和牲畜密度等多种信息。
1.2.3 物种丰富度数据物种丰富度数据来源于世界自然保护联盟(IUCN)红色名录(https://www.iucnredlist.org/en), 空间分辨率为10 km。本研究选择数据集中两栖动物、哺乳动物和鸟类等三种常见脊椎动物的物种丰富度展开研究, 并通过将其物种丰富度分布范围图进行空间叠加, 以反映每10 km×10 km范围内的物种丰富度总量。
1.2.4 土地利用变化对物种丰富度的影响数据土地利用变化对物种丰富度的影响数据来源于PREDICTS数据集(https://data.nhm.ac.uk/dataset/the-2016-release-of-the-predicts-database)。该数据集反映了当地生物多样性对农业、人口增长、森林砍伐和物种入侵等人类活动的响应。基于PREDICTS数据集, Newbold等[4]估算了从自然未受影响基线水平到不同土地利用强度的本地物种丰富度、濒危物种丰富度和总丰度百分比变化。
1.3 研究方法 1.3.1 土地利用转移矩阵土地利用转移矩阵通过矩阵形式展现了两个不同时期的土地覆盖类型之间互相转换的数量关系, 可以全面体现出一个区域土地覆盖类型的面积以及各地类转出和转入信息, 以便更好地表述土地利用时空变化过程[28]。本研究借助地理信息系统(GIS)技术, 结合珠三角地区2015年和不同SSP-RCP情景下2050年的土地利用情景数据, 定量分析了未来珠三角地区的土地利用类型变化情况。
1.3.2 土地利用空间变化为直观反映土地利用类型的空间分布变化, 本研究参考Liao等[22]的研究方法, 计算了每个网格单元内不同土地利用类型的面积变化百分比。通过借助GIS技术中的创建渔网工具, 在研究区范围内建立多个5 km×5 km的渔网, 提取各渔网内前后两期不同土地利用类型的面积, 进而计算土地利用类型的面积变化百分比。
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(1) |
式中, Cij表示网格单元i中土地利用类型j的面积变化百分比；Areay1, ij表示y1年份网格单元i中土地利用类型j的面积；Areay2, ij表示y2年份网格单元i中土地利用类型j的面积。
1.3.3 土地利用变化对物种丰富度的影响评估本研究参考Kehoe等[10]和Li等[11]的研究方法, 量化了土地利用变化导致的物种丰富度损失情况。具体而言, (1)PREDICTS数据集提供了不同土地系统相对于自然未受影响的基线情景下的物种丰富度百分比。因此, 我们通过计算可能转换为的每个新土地系统与原始土地系统之间的物种丰富度百分比差异, 并将其除以原始土地系统的物种丰富度百分比, 以捕捉不同土地系统之间相互转换的物种丰富度百分比相对变化。(2)将获取的物种丰富度总量分布数据与原始土地系统数据进行空间叠加, 以确定每10 km×10 km范围内原始土地系统对应的物种丰富度总量(绝对值)。(3)通过将(2)中每10 km×10 km范围内原始土地系统对应的物种丰富度总量与(1)中获取的不同新土地系统与原始土地系统之间的物种丰富度百分比相对变化相乘, 即可确定每10 km×10 km范围内不同新土地系统下的物种丰富度总量, 进而可用于评估土地利用变化对物种丰富度的影响。
1.3.4 生境质量评估生境质量是指在特定时空范围内为生物物种生存提供原材料的能力和条件, 是衡量特定区域内生物多样性状态的指标[18]。本研究基于InVEST模型中的“Habitat Quality”模块, 对珠三角地区的生境质量状况进行系统评估。InVEST模型通过分析生境对威胁源的易感性、影响距离、威胁源的权重以及生境本身的生态适宜性来计算生境质量。生境质量指数的取值区间为0—1, 取值越大, 生境质量越好。本研究InVEST模型中胁迫因子及权重, 以及不同土地利用类型生境适宜度和其对胁迫因子的敏感性等具体参数设置参考郑贱成等[29]的研究进行赋值。计算公式如下：
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(2) |
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(3) |
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(4) |
式中, Qij为栅格单元i中土地利用类型j的生境质量指数；Hj为土地利用类型j的生境适宜程度；z为尺度常数, 默认设置为2.5；Dij为栅格单元i中土地利用类型j的生境退化度指数；K为半饱和参数, 一般取值为0.5；R为胁迫因子数量；Yr为胁迫因子r的栅格数量；ωr为胁迫因子权重；ry为各栅格单元上对应的胁迫因子数量；Iriy为胁迫因子r与栅格单元i和y之间距离的影响, 具体可分为线性衰退和指数衰退计算；βi为栅格单元i的可达性水平；sjr为土地利用类型j对应胁迫因子r的敏感性程度, 取值范围在0—1；diy为栅格单元i和y之间距离；drmax为胁迫因子r的影响范围。
1.3.5 综合生物多样性指数为量化土地利用变化对生物多样性的综合影响, 本研究参考环境保护部发布的《生物多样性评价标准》中生物多样性指数(BI)的计算方法, 结合物种丰富度和生境质量构建综合生物多样性指数。
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(5) |
式中, CBI表示综合生物多样性指数；S和Q分别表示归一化后的物种丰富度和生境质量；ω1和ω2分别表示物种丰富度和生境质量指标的权重, 本研究中均取值为0.5。
2 研究结果 2.1 至2050年珠三角地区土地利用变化特征当前珠三角地区土地利用类型以林地和草地为主, 其面积分别占研究区总面积的36.09%和37.46%；而建设用地面积和耕地面积分别占14.92%和6.32%。至2050年, 5种SSP-RCP情景下林地和建设用地均以净增加为主, 其面积分别增加272—2618 km2和631—1814 km2；草地和未利用地面积则均以减少为主, 分别减少1586—3783 km2和45—139 km2。此外, 耕地面积变化差异较大, SSP3-RCP7.0情景下减少1537 km2, 在SSP5-RCP8.5情景下则增加587 km2。不同情景下水域的面积无变化。
以现状土地利用分布为基准, 本研究计算了不同SSP-RCP情景下的土地利用转移矩阵。研究结果(图 2)表明, 5种SSP-RCP情景下林草地互转是主要的土地利用变化类型。其中, 草地转为林地的面积约占草地转出总面积的32.91%—80.57%；林地转为草地的面积约占林地转出总面积的80.28%—95.15%。此外, 约有17—128 km2林地的增加由耕地转换而来。不同SSP-RCP情景下增加的建设用地面积主要由草地转换而来, 草地、耕地、林地和未利用地转为建设用地的面积分别约占建设用地增加总面积的75.91%—91.17%、1.90%—5.39%、2.18%—5.18%和4.54%—14.10%。建设用地无转出发生。耕地主要和林草地发生相互转换, 其中耕地转为林草地的面积约占耕地转出总面积的82.43%—98.20%, 而几乎全部的耕地增加由林草地转入。
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| 图 2 不同SSP-RCP情景下至2050年珠三角地区土地利用转移矩阵 Fig. 2 Area of land use change in Pearl River Delta in 2050 under different SSP-RCP scenarios SSP：共享社会经济路径；RCP：代表浓度路径 |
从土地利用变化空间分布看(图 3), 5种SSP-RCP情景下各类土地类型的空间变化表现出一定的相似性。至2050年, 珠三角地区西南部的江门市以耕地扩张为主, 东部的惠州市和广州市则主要表现为耕地减少趋势。除中部平原区外, 珠三角地区的林地多以增加为主, 尤其是东部的惠州市。中部平原地区以建设用地为主, 且不同SSP-RCP情景下主要表现为增加趋势。此外, 珠三角地区全域表现为草地减少的趋势, 其中中部平原区主要受建设用地扩张的影响, 而周围的惠州市、肇庆市和江门市等地则主要受林地面积增加的影响。不同SSP-RCP情景下, 各土地利用类型变化也具有一定的差异性。SSP3-RCP7.0情景下城市化进程缓慢, 并且由于植树造林政策的实施, 珠三角地区林地增加最为显著, 而耕地和建设用地扩张幅度相对较小；SSP5-RCP8.5情景下人们对粮食和生活资料需求的增加, 耕地面积也随之增加, 导致林草地受到明显的侵蚀。
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| 图 3 不同SSP-RCP情景下至2050年珠三角地区主要土地利用类型面积变化百分比 Fig. 3 Percentage change in area of major land use types in Pearl River Delta in 2050 under different SSP-RCP scenarios |
研究结果表明, 至2050年, 仅SSP3-RCP7.0情景下物种丰富度总量有所增加, 相较于现状水平增加0.95%；SSP1-RCP2.6、SSP2-RCP4.5、SSP4-RCP6.0和SSP5-RCP8.5情景下珠三角地区的物种丰富度则分别减少0.86%、0.34%、0.94%和0.90%(表 2), 平均每平方公里土地上丧失3.28种、1.46种、3.6种和3.45种。从空间变化上看, 物种丰富度提升的地区主要分布在珠三角的东北、西北和西南等植被覆盖率较高的惠州市、肇庆市和江门市, 而在城市化高、人口密集的中部平原地区, 则由于建设用地扩张, 物种丰富度表现为退化趋势。具体来说, SSP3-RCP7.0情景下, 中部平原区建设用地增加比例较小, 深圳市、东莞市、中山市和珠海市物种丰富度虽有减少, 但减少比例仅为0.62%—1.81%；而周边的广州市、惠州市、江门市和肇庆市范围内林地的增加使得物种丰富度提升0.15%—3.08%。在其他情景下, 平原区内的深圳市、东莞市、中山市和珠海市物种丰富度减少比例较大, 分别减少3.06%—7.21%、3.11%—4.82%、3.14%—4.52%和1.28%—6.41%；相反, 广州市、江门市和肇庆市的物种丰富度仅减少0.47%—2.57%、0.85%—1.68%和0.02%—1.04%。SSP1-RCP2.6、SSP2-RCP4.5和SSP5-RCP8.5情景下, 中部平原区物种丰富度均表现为明显变差趋势。其中, SSP1-RCP2.6和SSP5-RCP8.5情景下周边地区生物多样性呈现明显好转, 而SSP2-RCP4.5情景下仅略有提升。
| 服务 Services |
地区 Regions |
SSP1-RCP2.6 | SSP2-RCP4.5 | SSP3-RCP7.0 | SSP4-RCP6.0 | SSP5-RCP8.5 |
| 物种丰富度 Species richness |
珠三角 | -0.86 | -2.28 | 0.95 | -0.94 | -0.90 |
| 东莞市 | -4.62 | -4.70 | -1.81 | -3.11 | -4.82 | |
| 佛山市 | -2.50 | -2.55 | -1.09 | -2.29 | -2.38 | |
| 广州市 | -0.47 | -2.57 | 1.43 | -1.43 | -0.96 | |
| 惠州市 | 2.14 | -1.58 | 3.08 | 0.03 | 1.24 | |
| 江门市 | -1.25 | -1.40 | 0.15 | -0.85 | -1.68 | |
| 深圳市 | -7.21 | -5.62 | -0.62 | -3.06 | -5.49 | |
| 肇庆市 | -0.29 | -1.04 | 1.15 | -0.25 | -0.02 | |
| 中山市 | -4.52 | -3.91 | -1.57 | -3.14 | -3.87 | |
| 珠海市 | -6.41 | -0.74 | -0.73 | -1.28 | -1.40 | |
| 生境质量 Habitat quality |
珠三角 | -1.04 | -1.51 | 2.87 | -2.45 | -2.77 |
| 东莞市 | -21.29 | -22.16 | -8.21 | -15.70 | -23.51 | |
| 佛山市 | -6.28 | -7.76 | -1.64 | -7.69 | -7.11 | |
| 广州市 | -0.85 | -1.99 | 4.84 | -4.00 | -3.12 | |
| 惠州市 | 5.46 | 3.40 | 7.71 | 0.15 | 2.17 | |
| 江门市 | -1.90 | -4.43 | 1.42 | -2.74 | -6.57 | |
| 深圳市 | -22.56 | -17.05 | -3.60 | -11.89 | -20.38 | |
| 肇庆市 | 0.07 | 1.07 | 2.27 | -0.45 | -0.09 | |
| 中山市 | -16.28 | -14.90 | -4.38 | -11.81 | -14.29 | |
| 珠海市 | -10.41 | -5.03 | -3.08 | -6.10 | -5.87 | |
| 综合生物多样性指数 Comprehensive biodiversity index |
珠三角 | -0.99 | -1.66 | 2.36 | -2.04 | -2.25 |
| 东莞市 | -14.05 | -14.58 | -5.43 | -10.23 | -15.40 | |
| 佛山市 | -4.92 | -5.89 | -1.44 | -5.75 | -5.41 | |
| 广州市 | -0.74 | -2.17 | 3.80 | -3.22 | -2.46 | |
| 惠州市 | 4.61 | 2.13 | 6.52 | 0.12 | 1.93 | |
| 江门市 | -1.72 | -3.56 | 1.06 | -2.20 | -5.17 | |
| 深圳市 | -16.64 | -12.64 | -2.45 | -8.48 | -14.64 | |
| 肇庆市 | -0.02 | 0.59 | 2.01 | -0.40 | -0.08 | |
| 中山市 | -12.38 | -11.26 | -3.44 | -8.93 | -10.84 | |
| 珠海市 | -9.35 | -3.89 | -2.45 | -4.81 | -4.68 |
研究结果表明, 不同SSP-RCP情景下生境质量与物种丰富度存在一定的协同关系。整体来看, 不同情景下珠三角地区平均生境质量为0.66—0.71, 表明珠三角地区整体生态环境质量较好, 适合物种栖息和生存。然而, 仅SSP3-RCP7.0情景下珠三角生境质量有所好转, 将提升2.87%, 在其他情景下则将减少1.04%—2.77%(表 2)。不同地区之间生境质量差异明显。其中, 珠三角地区西北部的肇庆市平均生境质量达0.88—0.90, 各情景下均为最高的地区；其次是惠州市, 生境质量为0.77—0.82。生境质量最小的地区则是建设用地占比较多的东莞市(0.26—0.34)。不同情景下各地区生境质量变化差异也很明显。具体来说, 不同情景下惠州市生境质量均以提升为主, 提升潜力达0.15%—7.71%, 其中SSP3-RCP7.0情景下提升潜力最大。广州市和江门市在SSP3-RCP7.0情景下分别提升4.84%和1.42%, 其他情景下则分别减少0.85%—4%和1.90%—6.57%, 减少比例较小。东莞市、深圳市和中山市等地由于建设用地的大幅扩张, 生境质量将分别减少8.21%—23.51%、3.60%—22.56%和4.38%—16.28%。
2.3 至2050年珠三角地区土地利用变化对综合生物多样性指数的影响CBI能够反映生物多样性的总体状态。本研究显示(表 2), 当前珠三角地区CBI平均值为0.4753, 在SSP1-RCP2.6、SSP2-RCP4.5、SSP4-RCP6.0和SSP5-RCP8.5情景下, CBI平均值分别为0.4706(下降0.99%)、0.4674(下降1.66%)、0.4656(下降2.04%)和0.4646(下降2.55%)；在SSP3-RCP7.0情景下, CBI平均值为0.4865, 相对提升2.36%。惠州市和肇庆市的CBI平均值较高, 林地和草地也主要分布在这些地区。而东莞市、佛山市、深圳市和中山市等林草覆盖率低的地区, CBI平均值较低。从不同情景下来看, 惠州市在不同情景下CBI均表现为上升趋势, 提升比例达0.12%—6.52%；东莞市则减少最为明显, 减少比例达5.43%—15.40%。SSP3-RCP7.0下珠三角地区有一半城市的CBI平均值有所上升, 其他情景下则以减少为主。
为了更清楚反映珠三角地区生物多样性的空间变化, 本研究分别计算不同SSP-RCP情景下CBI相对于基准期的变化量, 并进行分级表示。其中±0.1定义为基本不变区, 其次分别定义：严重下降(< -0.5)、中度下降(-0.5到-0.3)、轻度下降(-0.3到-0.1)、轻度上升(0.1到0.3)、中度上升(0.3到0.5)和大幅上升(>0.5)。结果显示(图 4, 5), 不同情景下保持基本不变的区域最多(77.63%—92.31%)。在变化区域内, CBI以轻度上升为主(2.68%—10.36%), 中度及以上上升区域面积占比仅为0.03%—1.50%, 而轻度下降和重度下降区域面积占比分别达到1.97%—5.80%和0.90%—3.98%。SSP1-RCP2.6和SSP3-RCP7.0情景下, CBI增加区域多于减少区域, 尤其是SSP3-RCP7.0情景, 增加区域占比达10.24%, 减少区域占比仅3.67%。其中SSP3-RCP7.0情景下增加区域主要集中在惠州市、广州市中东部、肇庆市以及江门市西部；减少区域较少, 仅在江门市中部表现为轻度下降趋势。SSP1-RCP2.6情景中东莞市、深圳市、中山市和佛山市均存在中度下降。相比SSP1-RCP2.6情景, SSP3-RCP7.0情景中保持基本不变的比例更高(86.10%)。SSP4-RCP6.0情景下减少区域最多(4.97%), 尤其是东莞市、深圳市、中山市和佛山市；而惠州市等地区仅表现为轻度上升趋势。珠三角地区东北部CBI显著增加的主要原因是因为草地和耕地转为林地的比例增加, 尤其是草地。西北部则主要是草地转为林地, 使得CBI略有增加。在珠三角中部地区, CBI减少主要是因为草地被建设用地侵占面积最多。在西南地区, 由于耕地开垦占用部分草地或少量林地, CBI以减少为主, 尤其是SSP2-RCP4.5和SSP5-RCP8.5情景。
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| 图 4 不同SSP-RCP情景下至2050年珠三角地区综合生物多样性指数空间变化 Fig. 4 Spatial changes in comprehensive biodiversity index in Pearl River Delta in 2050 under different SSP-RCP scenarios |
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| 图 5 不同SSP-RCP情景下至2050年珠三角地区及各地级市综合生物多样性指数变化等级面积占比 Fig. 5 The proportion of change grade for the comprehensive biodiversity index in Pearl River Delta in 2050 under different SSP-RCP scenarios |
本研究基于不同SSP-RCP情景下中国土地利用类型数据集探讨了珠三角地区未来的土地利用格局变化特征。研究结果显示, 至2050年, 不同情景下珠三角地区林地(+1.40%到+13.43%)和建设用地(+7.83%到+22.51%)均表现为增加趋势, 而草地(-18.70%到-7.84%)和未利用地(-64.35%到-20.83%)则均表现为减少趋势。这些变化趋势主要与不同SSP-RCP情景的设定有关。SSP1-RCP2.6、SSP2-RCP4.5和SSP5-RCP8.5等情景下, 珠三角地区的土地利用变化趋势与全球保持基本一致[22]。SSP1情景是强调生态友好发展的可持续发展模式。该情景下全球森林增加明显以提高生态质量, 而中高收入国家基于健康考虑, 转向植物性饮食或者素食饮食, 肉类食物消费减少, 导致草地数量减少。SSP2情景下全球土地利用变化自然发展, 农业用地和城市化水平适度扩张, 耕地面积和建设用地面积也表现为适度增加趋势；珠三角地区的耕地(+5.25%)和建设用地(+21.66%)适度变化符合预期发展目标。SSP5情景下, 全球经济快速发展, 城市扩张速度快于其他情景。此外, 该情景下2050年全球人口将达到100亿, 人类对粮食和生活物资的需求将显著增加, 耕地面积随之大幅增加, 而林地、草地和荒地等受到影响[30—32]。该情景下珠三角地区耕地和建设用地增加最多, 增加比例分别达到17.21%和22.51%, 与该情景下全球土地利用变化规律一致。其他情景下, 未来珠三角地区土地利用变化趋势与中国趋势一致, 而与全球趋势不同, 甚至完全相反[22]。如SSP3-RCP7.0情景为区域竞争情景, 该情景下各国之间的竞争更加激烈, 重点将转向粮食供应安全和能源安全, 对农用地的增加导致耕地和草地分别增加15%和3%以上, 荒地减少, 森林面积也因森林砍伐率提高而急剧减少(约5%)[33]。而在中国, 林地面积明显增加(+18.20%), 这可能是与植树造林等政策影响有关, 森林面积表现为高增长趋势[22]。此外, 该情景下国家之间的贸易受阻, 经济发展缓慢, 建设用地扩张程度最小(+5.23%)。本研究显示, SSP3-RCP7.0情景下珠三角地区林地增幅最大(+13.43%), 而建设用地增幅最小(+7.83%), 和中国发展规律相近。SSP4-RCP6.0情景下全球对耕地面积的需求增加(10%以上), 侵占森林的耕地范围扩大。然而, 耕地面积的增长对森林面积的影响程度较小(约2%)。该情景下, 珠三角地区耕地虽有减少(-7.89%), 但减少幅度在所有情景中最小, 而林地面积仅增加1.40%。
3.2 生物多样性对土地利用变化的响应土地利用类型和土地利用变化与生物多样性密切相关[1]。珠三角地区内以林地为主要土地利用类型的东西两侧是物种丰富度和生境质量较高的地区, 而大范围生物多样性低值区主要分布在中部平原等建设用地集聚的地区, 周围两侧耕地的主要分布区内也表现为较低的物种丰富度和生境质量。土地利用变化已被认为是物种丰富度和生境质量下降的最大驱动力[34]。珠三角地区作为我国东南部城市快速扩张的典型城市群, 生物多样性受土地利用变化的影响尤为明显[26, 29]。本研究显示, 在未来不同SSP-RCP情景下, 土地利用变化进一步造成珠三角地区发生不同程度的生物多样性丧失(表 1)。SSP1-RCP2.6作为可持续发展情景, 较强的环境保护意识使得林地大幅增加(+50.40%), 农业用地减少(-13.83%), 对于缓解生物多样性丧失具有一定作用。因此, 珠三角地区综合生物多样性指数虽有所降低, 但减少幅度最小(-0.99%)。SSP2-RCP4.5是延续历史发展趋势的情景, 该情景下人口和城镇化率呈现中等发展水平, 农业发展(+7.26%)和城市扩张(+70.73%)高于SSP1-RCP2.6情景, 而生态可持续利用低于SSP1-RCP2.6情景, 导致珠三角地区生物多样性呈现中等下降趋势(-1.66%)。SSP3-RCP7.0情景下, 各个国家之间的竞争加剧, 全球二氧化碳排放比目前水平大约翻一倍。珠三角地区生物多样性有所增加, 可能是由于我国实行绿色政策和可持续发展战略以缓解温室气体增加带来的环境风险, 林地增加(+72.92%), 而农用地减少(-13.21%), 促进了生态系统健康。SSP4-RCP6.0情景下, 由于经济发展的不均衡, 珠三角地区中部建设用地扩张程度高, 而四周地带生态用地增加缓慢(图 3), 整体生物多样性呈现较大程度下降。SSP5-RCP8.5情景下经济快速发展, 城市扩张速度加快, 生态用地大量减少(-2401 km2), 生态可持续性被忽视, 造成生物多样性的严重退化(-2.25%)。此外, 在空间格局上, 中部平原区仍是未来建设用地的主要增加区域, 而这部分扩张的建设用地侵蚀了物种丰富度和生境质量较高的草地, 导致生物多样性减少；江门市耕地开垦导致林地面积减少, 威胁生物多样性。这一结果与张子墨等[35]的结果相似。此外, 以往的研究也均表明珠三角地区同时受到高强度的人类活动和显著的土地利用变化影响, 生境质量等生态系统退化过程及空间格局变化愈发复杂[29, 35]。这些研究结果强调了珠三角地区土地利用规划的重要性, 特别是在平衡经济和生态保护之间。有效的土地管理和保护政策将不仅有助于维护珠三角地区生物多样性, 也将为未来可持续发展提供坚实基础。
3.3 保护生物多样性的珠三角城市群土地利用管理对策及建议珠三角地区快速的城镇化进程不可避免地侵占大量生态用地, 导致生态系统破坏和物种栖息地丧失[36]。虽然珠三角地区已经实施的一系列生态工程[29, 35], 改善了一部分生态环境。但在未来的发展中, 人口增长和社会经济发展等对生态系统服务的需求会进一步扩大, 这对于缓解珠三角地区生物多样性丧失问题提出巨大挑战。从研究结果来看, 多数发展情景下珠三角地区的物种丰富度、生境质量和CBI均呈现下降趋势, 尤其是在中部平原地区。在惠州市、江门市、肇庆市和广州市东北部等低山丘陵地带, 生物多样性减少较少, 或略有增加趋势。因此, 未来珠三角地区需要积极采取有效的措施保护生物多样性。首先, 对于自然生态本底好、生态保护和城市建设矛盾较少、保护条件成熟的地区, 如惠州市、江门市、肇庆市和广州市东北部等地, 可以考虑扩大已有自然保护区或者在现有自然保护区空间临近地区新建自然保护区, 以增强生物多样性保护效益。同时提升自然保护区的管理水平以确保生态环境得到有效保护。其次, 在中部平原区, 由于河流较多, 且南部多海岛和海岸带, 可以依托东江、北江、西江等珠江水系以及海岸带构建生态廊道。这种生态廊道将有助于加强生态保护之间的联系, 促进物种的交流和迁移, 提高生物多样性的可持续性。此外, 在平原区东西两翼的耕地范围内, 需优化耕地空间布局, 积极修复耕地破碎化问题, 严谨占用优质耕地等, 以缓解土地利用变化对生物多样性的影响, 更好地平衡城镇化发展与生态保护之间的关系, 实现生态与经济的可持续发展。
3.4 本文的创新、不足与展望本研究基于不同SSP-RCP情景和FLUS耦合下的高空间分辨率未来土地利用数据, 结合PREDICTS数据库和InVEST模型, 量化了至2050年土地利用变化对生物多样性的综合影响。相比现有研究, 本研究可以反映除农田或城市扩张外, 其他土地利用变化形式对生物多样性的综合影响。此外, 本研究所采用的SSP-RCP情景相比传统基于土地利用规划的情景假设, 能够充分考虑不同社会经济假设和气候缓解政策对未来土地利用变化的影响。PREDICTS数据库是对地方尺度研究的综合性分析数据库, 相比其他方法, 更能够体现土地利用类型和土地利用强度对物种丰富度的综合影响。
然而, 本研究仍存在一定的局限性。首先, 由于数据产品质量和精度的限制, 土地利用空间变化中选择以5 km×5 km作为分析单元, 量化每个单元内的土地利用变化百分比, 从而降低了本研究精度。此外, 生物多样性是包括物种多样性、基因多样性和生态系统多样性在内所有生命形式的多样性。本研究仅考虑了哺乳类、鸟类和两栖动物的物种丰富度, 以及生态系统服务中的生境质量作为分析对象, 忽略了植物物种多样性、基因多样性等。本研究也具有一定的不确定性。在综合生物多样性指数构建中, 本研究基于对生境质量和物种丰富度在生态系统中的相对重要性的认识, 两者权重分别设置为0.5。为减少不确定性, 本研究探讨了多种权重设置对珠三角地区综合生物多样性指数变化的影响(表 3)。整体来看, 不同权重的各SSP-RCP情景下, 2050年珠三角地区综合生物多样性指数变化百分比虽有差距, 但变化方向一致。
| 权重Weight | SSP1-RCP2.6 | SSP2-RCP4.5 | SSP3-RCP7.0 | SSP4-RCP6.0 | SSP5-RCP8.5 |
| S2 Q8 | -1.04 | -1.54 | 2.70 | -2.32 | -2.62 |
| S4 Q6 | -1.00 | -1.60 | 2.49 | -2.14 | -2.39 |
| S6 Q4 | -0.97 | -1.73 | 2.20 | -1.90 | -2.08 |
| S8 Q2 | -0.95 | -1.96 | 1.70 | -1.53 | -1.65 |
| S2、S4、S6、S8分别表示物种丰富度权重为0.2、0.4、0.6和0.8；Q2、Q4、Q6、Q8分别表示生境质量权重为0.2、0.4、0.6和0.8 | |||||
在未来的研究中, 可以基于不同SSP-RCP情景设定, 结合未来土地利用模拟模型, 模拟高分辨率土地利用产品, 以提高研究结果准确性和不确定性。此外, 深入考虑更多的生态因素, 如水源涵养、空气净化等其他生态系统服务, 以及物种多度或者物种基因等方面的信息, 结合多模型综合分析, 以期更能准确评估土地利用变化对生物多样性的综合影响。
4 结论本研究以珠三角地区为研究区, 探讨了SSP1-RCP2.6、SSP2-RCP4.5、SSP3-RCP7.0、SSP4-RCP6.0和SSP5-RCP8.5情景下至2050年珠三角地区土地利用格局变化特征, 评估了土地利用变化对珠三角地区物种丰富度和生境质量的影响, 并通过构建综合生物多样性指数, 分析了土地利用变化对生物多样性的综合影响。主要结论如下：
(1) 至2050年, 不同SSP-RCP情景下珠三角地区的土地利用格局和土地利用变化类型具有一定的相似性。林地仍是未来珠三角地区主要的土地利用类型, 而以侵占草地为主的建设用地扩张以及林草地互转仍是主要土地利用变化类型。土地利用变化类型与全球趋势基本一致。但受我国植树造林等政策的影响以及对粮食等需求的差异性, SSP3-RCP7.0等情景下的林地变化与全球趋势相反。未来珠三角地区土地利用规划和管理策略的制定需要综合考虑政策、人口增长、经济发展等多种因素, 以实现土地资源的可持续利用和生态环境的保护。
(2) 珠三角地区的物种丰富度和生境质量具有一定的协同关系, 并表现出相似的空间格局变化特征。至2050年不同SSP-RCP情景下珠三角地区物种丰富度和生境质量虽仍然处于较高水平, 但相比现状, 适宜物种栖息和生存的环境质量将有所变差。高值区以及提升区主要分布在植被覆盖度较高的东北、西北和西南等地, 中部平原区内由于建设用地的进一步扩张, 则表现为下降。
(3) 至2050年, 不同SSP-RCP情景下珠三角地区约有四分之三以上的地区CBI保持基本不变, 生态环境质量状态总体表现良好。然而在CBI变化的区域内, 尽管珠三角地区CBI呈上升趋势的地级市相对较多, 但多表现为轻度上升趋势。而CBI下降地区中, 呈重度下降趋势的比例更高。因此, 未来珠三角地区的综合生物多样性相比现状将有所变差。未来珠三角地区应加强平原地区的土地利用宏观调控, 加强生态保护之间的联系。
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