杜悅悅,胡熠娜,楊 旸,彭 建,,*

1 北京大學城市與環(huán)境學院,地表過程分析與模擬教育部重點實驗室, 北京 100871 2 北京大學深圳研究生院城市規(guī)劃與設計學院,城市人居環(huán)境科學與技術(shù)重點實驗室, 深圳 518055

快速城市化進程中人類活動對生態(tài)系統(tǒng)的強烈干擾日益成為21世紀區(qū)域生態(tài)安全和社會-生態(tài)系統(tǒng)可持續(xù)發(fā)展的新挑戰(zhàn)[1- 2]。生態(tài)安全格局(ecological security patterns, ESP)是支撐城市自然生命系統(tǒng)、維系生態(tài)安全、實現(xiàn)精明增長的有效途徑[3]。對應于生態(tài)系統(tǒng)完整、結(jié)構(gòu)合理、功能正常發(fā)揮等生態(tài)安全重要內(nèi)涵[4],生態(tài)安全格局以生物多樣性保護[5]、景觀恢復[6]、生態(tài)系統(tǒng)服務供給保障為目標,評析關(guān)鍵自然、人為要素與過程的生態(tài)環(huán)境效應及對生態(tài)安全影響的作用程度,識別對維持區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)發(fā)展具有關(guān)鍵意義的點、線、面,從而構(gòu)建多層次空間優(yōu)化配置方案[7]。作為生態(tài)安全分析與評價的重要研究方法[8],生態(tài)安全格局試圖為緩解生態(tài)保護和土地開發(fā)矛盾提供基本空間保障[9]。

隨著近十年我國學者的持續(xù)高度關(guān)注,生態(tài)安全格局研究的概念與理論基礎、設計原則與方法逐漸成熟。除基于生態(tài)約束診斷的單要素生態(tài)安全格局綜合疊加方法外[10- 11],依據(jù)景觀生態(tài)學和景觀生態(tài)規(guī)劃原理[12],應用最小累積阻力模型(Minimal Cumulative Resistance, MCR)識別重要斑塊(源地)間的現(xiàn)狀/潛在生態(tài)廊道已成為生態(tài)安全格局研究的主流范式[13]。源地和阻力面是生態(tài)安全格局構(gòu)建的重要基礎,源地識別探討整體較為充分,而阻力面的構(gòu)建有待繼續(xù)深化研究。目前,生態(tài)源地識別方法呈現(xiàn)多樣化的研究局面,基于不同的目標與側(cè)重,或直接選取生物多樣性豐富的自然保護區(qū)[5,14]；或從生態(tài)系統(tǒng)服務熱點區(qū)出發(fā),通過生態(tài)系統(tǒng)服務價值當量賦值[15]及綜合指標體系評估[16- 18]明晰生態(tài)系統(tǒng)服務重要性格局；或在兼顧斑塊自身功能屬性的同時考量其在景觀格局中的結(jié)構(gòu)重要性[19]。阻力面的構(gòu)建普遍基于土地覆被類型、坡度等生態(tài)要素賦阻力系數(shù)[20- 21],或進一步用不透水表面指數(shù)、夜間燈光數(shù)據(jù)修正以增強阻力面空間異質(zhì)性[22- 23],但針對區(qū)域典型生態(tài)問題、聚焦生態(tài)過程層面詮釋MCR模型的研究相對較為少見。

云南省大理白族自治州(以下簡稱大理州)位于滇西北山區(qū),生態(tài)系統(tǒng)類型多樣、動植物資源豐富但生態(tài)較為敏感,面臨地質(zhì)災害、石漠化、水土流失、高原斷陷湖泊污染等風險,且近年來人類活動干擾較強的局部區(qū)域已出現(xiàn)植被覆蓋減少、生境質(zhì)量退化的趨向[24]。面對西南山區(qū)土地資源短缺的先天不足,云南省于2011年提出“推動城鎮(zhèn)向山坡、丘陵發(fā)展”、“城鎮(zhèn)朝著山坡建、良田留給子孫耕”等國土開發(fā)目標,大理州作為試點地區(qū)之一,既迎接著建設用地空間拓展的機遇,又面臨著區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)保護的挑戰(zhàn)[25]?；诖?本文以大理州為例,甄別城市擴張的生態(tài)約束和區(qū)域保護的關(guān)鍵生態(tài)問題,聚焦其背后的生態(tài)系統(tǒng)格局與功能,圍繞生物資源保護、水資源安全、營養(yǎng)物質(zhì)保持等生態(tài)系統(tǒng)服務,綜合評價生態(tài)重要性以識別生態(tài)源地；基于地質(zhì)災害、土壤侵蝕、石漠化等典型生態(tài)過程,明晰生態(tài)系統(tǒng)自身面對自然或人為干擾時的敏感程度,并依此構(gòu)建生態(tài)阻力面；運用最小累積阻力模型識別關(guān)鍵生態(tài)廊道,從而構(gòu)建生態(tài)安全格局,以期為大理州在生態(tài)環(huán)境保育的前提下優(yōu)化和新增建設用地、建設低丘緩坡新型山地城鎮(zhèn)提供決策建議。

1 研究區(qū)概況

大理白族自治州位于云南省中部偏西,云貴高原與橫斷山脈的結(jié)合部位,地跨98°52′—101°03′E,24°40′—26°42′N,土地總面積約為28308.78 km2,其中90%以上均為山區(qū),是典型的西南山地地區(qū),也是國土資源部“低丘緩坡城鎮(zhèn)上山”戰(zhàn)略的重要實踐區(qū)域。大理州地勢西北高、東南低(圖1),地貌復雜多樣,滑坡、泥石流等地質(zhì)災害頻發(fā),部分區(qū)域土壤侵蝕、石漠化嚴重,生態(tài)環(huán)境相對脆弱[26]。在亞熱帶低緯高原季風氣候的背景下,受不穩(wěn)定季風環(huán)流和不同天氣系統(tǒng)的影響,州內(nèi)干旱、低溫、洪澇、霜凍等氣象災害較多。

大理州土地利用類型中自然生態(tài)系統(tǒng)是景觀基質(zhì)(圖1),林地、草地、水域和濕地的面積占全州土地總面積的76.06%,人工或半人工生態(tài)系統(tǒng)比例較低,建設用地只占2.23%；作為生物多樣性熱點區(qū),在野生動植物種質(zhì)資源保存和開發(fā)上具有獨特的區(qū)位優(yōu)勢和資源優(yōu)勢。大理州水資源相對豐富,分屬怒江、瀾滄江、紅河和金沙江四大水系,州內(nèi)有大小河流160余條以及洱海等天然湖泊8個,水資源總量134.36億m3,為當?shù)毓喔取l(fā)電、居民生活提供便利的同時,水域生態(tài)系統(tǒng)也面臨農(nóng)業(yè)、旅游業(yè)及低丘緩坡建設開發(fā)可能帶來的污染風險。大理州建設開發(fā)的迫切性、生態(tài)系統(tǒng)的脆弱性和特殊性使得該州生態(tài)安全格局的構(gòu)建既十分必要又面臨挑戰(zhàn)。

圖1 研究區(qū)地理位置示意Fig.1 Location of study area

2 研究方法

2.1 數(shù)據(jù)來源與預處理

本研究使用數(shù)據(jù)主要包括土地利用數(shù)據(jù)、DEM數(shù)據(jù)、植被類型數(shù)據(jù)、土壤數(shù)據(jù)、地質(zhì)災害類型數(shù)據(jù)。其中,大理州土地利用數(shù)據(jù)為2010年30 m柵格分辨率的Landsat遙感圖像解譯結(jié)果,影像源自國際科學數(shù)據(jù)服務平臺；DEM數(shù)字高程數(shù)據(jù)為30 m分辨率的柵格,來自中國科學院計算機網(wǎng)絡信息中心(地理空間數(shù)據(jù)云)GDEM數(shù)據(jù)集,由此生成坡度數(shù)據(jù)；植被類型源自云南大學生態(tài)學與地植物學研究所編制的云南省1∶25萬植被圖和林業(yè)科學數(shù)據(jù)中心相關(guān)森林資源數(shù)據(jù)；巖性、地質(zhì)災害隱患點位置及地質(zhì)構(gòu)造空間分布數(shù)據(jù)矢量化自大理州地質(zhì)災害防治相關(guān)圖件；土壤數(shù)據(jù)和喀斯特地形數(shù)據(jù)分別由大理州土壤類型圖和地形地貌圖矢量化得到；水源保護區(qū)、蓄滯洪區(qū)、河流水系等數(shù)據(jù)來自大理州河流水系分布圖的矢量化；降水數(shù)據(jù)源自中國氣象科學數(shù)據(jù)共享網(wǎng)的中國地面累日值數(shù)據(jù)(1981—2010累年20—20時日降水量),多年平均后按薄板樣條函數(shù)插值方法插值得到；NDVI數(shù)據(jù)來自于中國科學院計算機網(wǎng)絡信息中心(地理空間數(shù)據(jù)云)MOD13Q1數(shù)據(jù)集,預處理過程中對2010全年的NDVI產(chǎn)品求年平均。本研究的基本空間單元為30 m分辨率的柵格。

2.2 生態(tài)重要性評價

生態(tài)重要性評價是基于生態(tài)系統(tǒng)要素本底特征,度量生態(tài)系統(tǒng)服務的輸出和生態(tài)過程的維持；通過分析生態(tài)系統(tǒng)服務格局及其分異規(guī)律,明晰各種生態(tài)系統(tǒng)服務的重要區(qū)域,進而篩選出具有重要生態(tài)價值的關(guān)鍵斑塊作為生態(tài)安全格局源地加以保護。西南山地生態(tài)環(huán)境往往相對脆弱,生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)、功能的穩(wěn)定對于區(qū)域生態(tài)安全的意義更加重要[23,27]。參考相似案例對西南山地生態(tài)系統(tǒng)的刻畫和關(guān)注[20,23,28- 32],結(jié)合大理州水源豐富、動植物種類多樣、洪澇災害較多等特點,針對陸域、水域生態(tài)系統(tǒng),從生物資源保護重要性(w=0.5)、水資源安全重要性(w=0.3)及營養(yǎng)物質(zhì)保持重要性(w=0.2)三方面開展生態(tài)重要性綜合評價。三項單一重要性結(jié)果均采用自然斷點法分級成極重要(4)、重要(3)、較重要(2)、一般(1)共4個等級,生態(tài)重要性綜合評價結(jié)果由各分維度的分級值加權(quán)疊合后再分4級得到(表1)。

在生態(tài)重要性評價中,生物資源保護重要性參照陳利頂?shù)萚33]提出的源匯景觀與生物多樣性保護相關(guān)理論,用以刻畫特定生態(tài)系統(tǒng)對維護大理州生物多樣性所發(fā)揮的作用；其基于生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能視角開展度量,通過土地利用類型指標和生境重要性系數(shù)分級的結(jié)果相乘后再分級得到。其中,著眼于生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)視角,不同土地利用類型組成或支撐的生態(tài)系統(tǒng)在結(jié)構(gòu)復雜性、空間異質(zhì)性、景觀連通性等方面有差異,故其作為生物棲息地保持生物資源的能力有所區(qū)別：人類干擾較少、生態(tài)空間完整的土地利用類型如林地、湖泊、濕地等較利于物種交流、生態(tài)過程形成和生態(tài)系統(tǒng)服務傳遞,更多地發(fā)揮“源景觀”作用,因而屬于生物資源保護重要性最高等級4；灌木林、水庫的生物資源保護重要性稍次賦值3,耕地、草地、園地賦值2,其他土地則賦值1。著眼于生態(tài)系統(tǒng)功能視角,生物多樣性服務功能高的地方一般而言能為物種提供良好生境。在謝高地等[34]制定的生物多樣性服務當量基礎上加以修正,分別計算出大理州耕地、林地、草地、水體、濕地、園地、建設用地、未利用地的生物多樣性服務當量,作為該土地利用類型的生境重要性系數(shù),并按照0—1.85、1.85—3.67、3.67—5.95、5.95—7.89分別賦重要性等級為1、2、3、4[27]。

表1 生態(tài)重要性評價指標體系

水資源安全重要性從保障區(qū)域洪水安全以及水資源保護兩個方面分析。前者基于河流緩沖區(qū)距離與洪水調(diào)蓄區(qū)進行分級賦值,后者則關(guān)注林地的水源涵養(yǎng)能力以及水源保護區(qū)[35]；取4個指標重要性的最高等級作為水資源安全重要性的最終結(jié)果[27]。營養(yǎng)物質(zhì)保持重要性關(guān)注評價地區(qū)因N、P流失可能造成的面源污染、湖泊水體富營養(yǎng)化后果及其嚴重程度[35]。根據(jù)大理州的河流水系圖,劃分出重要湖泊濕地和一般湖泊濕地；繼而根據(jù)湖泊濕地的重要性及其所在河流的級別、湖泊濕地在河流上的位置,對湖泊濕地匯水區(qū)營養(yǎng)物質(zhì)保持重要性進行評價(表1),并基于GIS疊置分析形成營養(yǎng)物質(zhì)保持重要性分布圖[36]。其中,1—3級河流上游重要湖泊濕地因營養(yǎng)物質(zhì)保持重要性最高賦值4；1—3級河流上游一般湖泊濕地、中游重要湖泊濕地,以及4—5級河流上游重要湖泊濕地賦值3；1—3級河流中游一般湖泊濕地、下游重要湖泊濕地,以及4—5級河流上游一般湖泊濕地、中游重要湖泊濕地賦值2；其余賦值為1。

2.3 生態(tài)敏感性分析

生態(tài)敏感性是生態(tài)系統(tǒng)對內(nèi)外因素綜合作用所引起的環(huán)境變化響應程度,用來反映產(chǎn)生生態(tài)失衡與生態(tài)環(huán)境問題的可能性大小[37]。中國西南山地地質(zhì)構(gòu)造活動強烈、地形地貌復雜、氣候條件多變,地震及各類次生地質(zhì)災害相對頻發(fā),其干擾野生動植物生境和區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務[27,38],往往成為山地生態(tài)安全格局構(gòu)建及山地生態(tài)系統(tǒng)相關(guān)研究的關(guān)注重點[23,39]。與此同時,云貴喀斯特地區(qū)長期以來水土流失嚴重、石漠化分布廣泛,亦加劇生態(tài)脆弱性和生態(tài)敏感性,威脅生態(tài)安全。因此,基于西南山地生態(tài)安全格局構(gòu)建相關(guān)文獻調(diào)研[20,23,28- 32],同時參考《全國生態(tài)功能區(qū)劃(修編版)》[40]對生態(tài)敏感性評價方法和依據(jù)的描述,大理州生態(tài)敏感性分析最終從土壤侵蝕敏感性、地質(zhì)災害敏感性、石漠化敏感性展開,3個分維度敏感性均劃分為1—5級,級別數(shù)值越大敏感性越高(表2)。最后依據(jù)短板效應法原理,生態(tài)敏感性綜合評價結(jié)果取3種影響因素敏感性等級最高值。

表2 生態(tài)敏感性評價指標體系

地質(zhì)災害敏感性指地質(zhì)災害的潛在影響,即考慮地質(zhì)災害易發(fā)性的基礎上劃出潛在地質(zhì)災害影響范圍并根據(jù)影響強度的不同進行分級,地質(zhì)災害潛在影響越大則地質(zhì)災害敏感性越高[27]。具體方法是在地質(zhì)災害隱患點影響范圍內(nèi)依據(jù)如下公式計算：

DE=P×T×(1-β)

(1)

式中,DE代表地質(zhì)災害的潛在影響或災害敏感性,P為地質(zhì)災害易發(fā)性(即災害發(fā)生概率),T為地質(zhì)災害影響強度,β為距離衰減系數(shù)。地質(zhì)災害隱患點影響范圍依據(jù)表3劃定。地質(zhì)災害隱患點的災害易發(fā)性則依據(jù)土壤侵蝕量、植被郁閉度、坡度、地層巖性、地質(zhì)構(gòu)造5個因子進行評價[25]。

表3 大理州地質(zhì)災害隱患點影響范圍及強度

注：“—”表示此項無值或未劃分此項,如泥石流等高危險性地質(zhì)災害影響波及較廣,可按影響強弱劃分三個距離范圍,滑坡、地裂縫等影響波及相對較小,按影響強度劃分為2個距離范圍

土壤侵蝕敏感性指自然環(huán)境條件綜合影響下發(fā)生土壤侵蝕的可能性,通過RULSE模型計算土壤侵蝕量[41],基于10、25、80、150等閾值劃定土壤侵蝕敏感性5個等級,較大的侵蝕量對應較高的土壤侵蝕敏感性及其等級[25]。石漠化敏感性評價則是將地形(15°、25°、35°劃分的4個坡度等級)、地貌(是否喀斯特地貌)、植被覆蓋(20%、50%、70%劃分的4個等級)等因子分級賦值并確定敏感性等級最高的因子值為該項最終得分。

2.4 生態(tài)安全格局構(gòu)建

生態(tài)安全格局構(gòu)建的核心步驟包括生態(tài)源地識別、生態(tài)阻力面構(gòu)建和關(guān)鍵生態(tài)廊道提取。其中,生態(tài)源地是物種或生態(tài)事件向外擴散的起點,可以促進生態(tài)過程的發(fā)生和發(fā)展,是保障區(qū)域生態(tài)安全的關(guān)鍵區(qū)域[18]。生態(tài)源地的識別以生態(tài)重要性評價為基礎,參考研究區(qū)總面積及土地利用類型分布,提取出一定面積比例的生態(tài)價值較高、生態(tài)重要性較強的斑塊作為源地斑塊,以確保生態(tài)過程完整性和生態(tài)系統(tǒng)服務連續(xù)性得以較好維護。

生態(tài)源地之間生態(tài)廊道的提取基于最小累積阻力模型(Minimum Cumulative Resistance, MCR)完成,其中生態(tài)阻力面的構(gòu)建參考俞孔堅等[3,10]、尹海偉等[14]、王潔等[15]的定義,認為生態(tài)系統(tǒng)對自然或人為干擾越敏感,其產(chǎn)生生態(tài)環(huán)境問題乃至生態(tài)失衡的可能性越大[37],生態(tài)過程、生態(tài)功能通過該生態(tài)系統(tǒng)空間區(qū)域進行流動或傳遞的阻力會越強。因而,基于研究區(qū)典型生態(tài)問題診斷,選取地質(zhì)災害敏感性、石漠化敏感性與土壤侵蝕敏感性并進行綜合評價。基于生態(tài)敏感綜合性評價結(jié)果給各柵格賦阻力系數(shù)(表 4)[42],從而得到生態(tài)阻力面。

表4 基于敏感性的生態(tài)阻力系數(shù)

以生態(tài)安全源地斑塊的中心點作為生態(tài)結(jié)點,分別以每個結(jié)點為中心,以剩余的n-1為目標點集群,通過ArcGIS 10.2的cost distance工具得到n條基于圖層(BEST_SINGLE)的最小耗費路徑,即為關(guān)鍵生態(tài)廊道(n為生態(tài)結(jié)點總數(shù))?？紤]到由于生態(tài)敏感性區(qū)域的阻隔,研究區(qū)關(guān)鍵生態(tài)廊道不能連接成網(wǎng)絡而是被分成不同的組團,這些關(guān)鍵生態(tài)廊道的主要功能在于實現(xiàn)組團內(nèi)部生態(tài)結(jié)點之間的連通與生態(tài)過程的連貫性,故將其定義為組團廊道。

為使全州所有生態(tài)源地斑塊之間連成生態(tài)網(wǎng)絡,更好地實現(xiàn)生態(tài)景觀的生態(tài)系統(tǒng)功能,需要識別組團之間的連接廊道。為此,以斷開連接的生態(tài)結(jié)點為源,向除最小耗費路徑連接的目的地以外的其他目的地求最小累積耗費廊道,即尋求基于圖層的次小耗費路徑廊道。因為這些次小耗費路徑廊道的目標在于實現(xiàn)景觀尺度上生態(tài)功能的暢通與生態(tài)斑塊的連通,故將其定義為景觀廊道。景觀廊道與組團廊道共同構(gòu)成研究區(qū)的關(guān)鍵生態(tài)廊道。

3 結(jié)果分析

3.1 基于生態(tài)重要性的源地識別

將生物資源保護重要性、水資源安全重要性、營養(yǎng)物質(zhì)保持重要性評價結(jié)果的柵格圖層加權(quán)疊置得到大理州生態(tài)重要性空間分異,繼而依據(jù)自然斷點法劃分為極重要區(qū)、重要區(qū)、較重要區(qū)、一般重要區(qū)(圖2)。結(jié)果表明,生態(tài)極重要地區(qū)總面積為7086.34 km2,占全州總面積的25.03%,重點分布在瀾滄江、怒江、黑惠江等重要河流沿岸和洱海、茈碧湖等主要湖泊濕地,主要為保障水資源安全,大理、漾濞、云龍、永平等縣市分布較為集中。生態(tài)重要地區(qū)總面積7330.30 km2,占全州總面積25.89%,大致分布在極重要地區(qū)邊緣地帶,主要為營養(yǎng)物質(zhì)保持、生物資源保護。生態(tài)較重要地區(qū)總面積9843.56 km2,分布廣泛。生態(tài)重要性一般地區(qū)總面積4048.59 km2,占全州總面積14.30%,相對集中分布在大理州的東部,賓川、祥云兩縣為主要區(qū)域。

圖2 大理州生態(tài)重要性空間分異Fig.2 Spatial distribution of ecological importance in Dali Prefecture

選取極重要斑塊和重要斑塊作為生態(tài)安全格局的源地,其占大理州總面積的50.92%,源地面積占比與大理州生態(tài)本底狀況及研究區(qū)現(xiàn)行環(huán)境保護與生態(tài)建設規(guī)劃相關(guān)要求基本吻合。就景觀組分而言,源地以林地為主,林地源地占全州生態(tài)源地總面積的84.55%,其次是耕地、草地、水體,三者面積占比12.36%；建設用地和未利用地生態(tài)價值較低,大部分為非源地,但仍有20.36%的建設用地和18.17%的未利用地或因臨近主干河流及重要的湖泊濕地,可在洪水渲泄、N/P流失防治等方面發(fā)揮一定作用而成為大理州生態(tài)源地的一部分。

就區(qū)域分布特征而言,云龍縣生態(tài)安全源地面積最大,占大理州生態(tài)安全源地總面積的17.39%；其次為永平、鶴慶等,彌渡生態(tài)安全源地最少,僅占全州源地的4.94%。此外,與全州源地組成趨勢保持一致,大理州12個縣市的生態(tài)源地全部以林地占絕對優(yōu)勢,均占到相應縣市生態(tài)源地總量的60%以上(其中祥云占到90% 以上),其次是耕地和草地,但在大理、祥云和永平除外。其中,大理市的生態(tài)源地中水體比例為25.56%,數(shù)倍于5.78%的耕地和2.58%的草地,其境內(nèi)的洱海作為云南省第二大淡水湖,構(gòu)成該市水體源地面積的重要組成；祥云縣境內(nèi)蓮花湖、青海湖湖區(qū)控制流域超過100 km2,水體面積較廣,水體源地占該縣源地總面積的2.46%,僅次于耕地的2.73%,超過草地的1.51%；永平縣園地源地占比3.61%,僅次于耕地源地在該縣源地占比的3.86%,超過草地源地面積占比的3.15%(圖3)。

圖3 大理州生態(tài)安全源地景觀類型及區(qū)域分布特征Fig.3 Distribution and composition of ecological source in Dali Prefecture

3.2 關(guān)鍵廊道識別及生態(tài)安全格局構(gòu)建

基于土壤侵蝕敏感性、地質(zhì)災害敏感性、石漠化敏感性,將3種影響因素敏感性等級最高值作為生態(tài)敏感性綜合評價結(jié)果,從而得到大理州極敏感、高度敏感、中度敏感、輕度敏感和不敏感地區(qū)的空間分異(圖4)。研究表明,生態(tài)極敏感區(qū)為317.31 km2,占全州面積的1.12%,多分布在劍川的東部、鶴慶的西部、洱源的北部、云龍的南部以及南澗的中部、北部,主要為地質(zhì)災害易發(fā)地區(qū)。高度敏感區(qū)基本沿極敏感區(qū)的邊緣分布,此外還包括了漾濞的東北部,其面積為1108.98 km2,占大理州的3.92%。中度敏感區(qū)總面積3598.29 km2,占全州總面積的12.71%,分布在高度敏感區(qū)的邊緣地帶,集中在彌渡和漾濞兩地。輕度敏感區(qū)范圍較大,占全州總面積的18.70%；而不敏感區(qū)范圍最為廣泛,在大理州內(nèi)面積占比達63.55%。

圖4 大理州生態(tài)敏感性空間分異Fig.4 Spatial distribution of ecological sensitivity in Dali Prefecture

生態(tài)廊道是生態(tài)源地之間的連接,作為能量和物質(zhì)流動的載體,是保持生態(tài)流、生態(tài)過程、生態(tài)功能、能量在區(qū)域內(nèi)連續(xù)、連通的關(guān)鍵生態(tài)用地[5]。利用ArcGIS中的cost distance工具,基于源地和阻力面圖層(阻力面依表4規(guī)則由生態(tài)敏感性柵格圖層賦阻力系數(shù)得到),構(gòu)建最小累積耗費廊道和次小耗費路徑廊道,分別對應組團廊道和景觀廊道,如圖5所示。經(jīng)統(tǒng)計,14條組團廊道總長度約404.7 km,5條景觀廊道總長度約208.4 km。景觀廊道并不是最小累積耗費路徑,其累積阻力相對較大,受到人類干擾、城市建設用地阻隔明顯,面臨威脅較大,需要加強重視與保護,確保景觀網(wǎng)絡的整體連通性。

生態(tài)安全格局是在一定社會、經(jīng)濟發(fā)展和生態(tài)保護目標的約束下,由一系列功能各異、相對獨立的景觀單元結(jié)合各類生態(tài)廊道構(gòu)成的,能恢復或保持對區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)有重要作用的生態(tài)過程暢通,從而保障區(qū)域生態(tài)安全的最優(yōu)空間格局[3,10]。大理州生態(tài)安全格局由生態(tài)安全源地和關(guān)鍵生態(tài)廊道組成(圖5)：生態(tài)源地主要分布在大理市的蒼山、漾濞縣的東北部、永平縣的西部、南澗縣的南部以及云龍縣的中部地區(qū)。其生態(tài)用地比例較高、生境質(zhì)量良好,河網(wǎng)密布、水系發(fā)達,瀾滄江、怒江、黑惠江等重要河流穿區(qū)而過,洱海、茈碧湖等主要湖泊濕地在區(qū)內(nèi)集中分布,為生物資源保護、水資源安全和營養(yǎng)物質(zhì)的保持提供了重要保障。連接生態(tài)結(jié)點的關(guān)鍵廊道呈樹狀輻射分布,從總體趨勢看可總結(jié)為“一軸三帶”；其中,“一軸”即為貫穿大理州南北方向上的生態(tài)廊道,實現(xiàn)全州南北方向上生態(tài)過程的連貫性、生態(tài)功能的延續(xù)性；“三帶”分別指由云龍縣向東北延伸至洱源縣、劍川縣、鶴慶縣的關(guān)鍵生態(tài)廊道,由永平縣西部連接至漾濞縣東北部的關(guān)鍵生態(tài)廊道,由南澗縣延伸至彌渡縣的東北西南方向上的傳遞通道。

4 討論

將大理州28個自然保護區(qū)與生態(tài)安全格局疊加可發(fā)現(xiàn),分布格局方面,自然保護區(qū)基本都落入大理州生態(tài)源地范圍內(nèi)(圖6),包括大理蒼山洱海國家級自然保護區(qū)、劍川劍湖濕地省級自然保護區(qū)、彌渡太極頂州級自然保護區(qū)等。數(shù)量統(tǒng)計方面,28個自然保護區(qū)與全州生態(tài)源地具有較高的總體重合率(70.78%),其中17個保護區(qū)與源地重合率超過50%,8個保護區(qū)與源地重合率在80%以上,最高可達94.01%(圖7)。生態(tài)保護目標方面,28個自然保護區(qū)分為內(nèi)陸濕地、地質(zhì)遺跡、森林生態(tài)、野生動物等四種類型,主要保護對象涉及高原斷層湖泊、地下水資源、濕地生態(tài)系統(tǒng)、蒼山冷杉、野茶樹、小熊貓、長臂猿、蝴蝶、越冬水禽、遷徙候鳥等,與生態(tài)源地識別中的生物資源保護重要性、水資源安全重要性及營養(yǎng)物質(zhì)保持重要性等目標高度契合。上述空間、數(shù)量、內(nèi)涵信息共同說明生態(tài)安全格局的構(gòu)建結(jié)果較為可靠。

圖5 大理州關(guān)鍵生態(tài)廊道與生態(tài)安全源地 Fig.5 Key ecological corridors and ecological security sources in Dali Prefecture

圖6 大理州自然保護區(qū)分布Fig.6 Distribution of nature reserves in Dali Prefecture

生態(tài)安全格局劃定為山地城鎮(zhèn)建設的用地選擇提供控制依據(jù),安全格局中的生態(tài)源地與生態(tài)廊道可設為禁止建設區(qū)；未來城市發(fā)展應以蒼山洱海作為全州核心保護區(qū),同時保護周邊紫金山、達鷹山、羅鍋山等重要山體,并強化對研究區(qū)河流水系及濕地、風景名勝區(qū)核心區(qū)、連片基本農(nóng)田、飲用水源保護區(qū)等生態(tài)空間的管制,維持區(qū)域關(guān)鍵生態(tài)屏障,最終實現(xiàn)大理州生態(tài)友好、環(huán)境優(yōu)美的山地城鎮(zhèn)格局。

圖7 大理州自然保護區(qū)與生態(tài)源地重合率Fig.7 Area ratio of nature reserves covered by ecological source

生態(tài)安全格局構(gòu)建往往以格局組分及其關(guān)系的描述和表征為終點,認為基于被認可的理論基礎構(gòu)建的生態(tài)安全格局即是合理的,但科學研究的結(jié)果往往需要經(jīng)過獨立的或者事實的檢驗方能更好地驗證其準確性。除本文嘗試的自然保護區(qū)與生態(tài)安全格局疊置對比分析方法之外,生態(tài)安全格局構(gòu)建有效性評價的其他定性或定量化研究方法也日益為學者重視[13]。例如,結(jié)合區(qū)域現(xiàn)有控制管理手段和政策,討論基本生態(tài)控制線范圍是否可以保護大部分重要源地斑塊[19]；基于生態(tài)足跡和生態(tài)承載力原理結(jié)合SWOT分析,討論科技新城景觀生態(tài)安全格局在空間規(guī)劃層面的可持續(xù)性[43]；基于景觀格局指數(shù)調(diào)整綠地系統(tǒng)景觀安全格局,指導場地建設規(guī)劃[28]。目前,生態(tài)安全格局的可信度驗證仍是一個持續(xù)受關(guān)注的問題,生態(tài)源地特征屬性的動態(tài)監(jiān)測[19]、已構(gòu)建格局數(shù)量和質(zhì)量的雙重評估[13]或成未來生態(tài)安全格局構(gòu)建有效性評價的發(fā)展指向。此外,如何將生態(tài)安全格局更好地應用于城市規(guī)劃、建設用地適宜性開發(fā)、生態(tài)功能分區(qū)、城市生態(tài)管制分區(qū)等,亦成為下一步研究中有待深入探討的理論與實踐相結(jié)合的問題。

此外需要說明的是,在廊道構(gòu)建方面,理論上廊道的寬度設置會直接影響廊道生態(tài)功能的發(fā)揮[22],如果達不到一定的寬度,不但起不到保護對象的作用,反而為外來物種的入侵創(chuàng)造條件。廊道內(nèi)部種和邊緣種的多樣性格局隨廊道寬度的不同而變化,對城市生物多樣性保護有著重要意義。實際操作中,考慮到研究區(qū)域的物種多樣性,本文未對廊道寬度進行特定設置,僅基于最小累積阻力模型得到相應的線廊道,以側(cè)重基于生態(tài)學過程識別出適宜生態(tài)流傳遞的空間位置。

5 結(jié)語

本文以大理白族自治州為研究區(qū),依循景觀生態(tài)學原理與方法,聚焦城市擴張的生態(tài)約束和區(qū)域生態(tài)保護的典型問題,基于生態(tài)重要性評價識別源地,基于生態(tài)敏感性分析構(gòu)建生態(tài)阻力面,應用最小累積阻力模型識別關(guān)鍵生態(tài)廊道,以期提升山地城鎮(zhèn)發(fā)展的生態(tài)安全保障,為城鎮(zhèn)建設開發(fā)提供依據(jù)。研究表明,大理州生態(tài)安全源地總面積約為14416.64 km2,占全州面積的50.93%,主要分布在大理市的蒼山、漾濞縣的東北部、永平縣的西部、南澗縣的南部以及云龍縣的中部地區(qū)；關(guān)鍵生態(tài)廊道分組團廊道和景觀廊道兩類,分別長404.7 km和208.4 km,以“一軸三帶”形式呈樹狀輻射分布。在低丘緩坡建設開發(fā)中,生態(tài)安全格局將成為大理州用地選擇及城鎮(zhèn)擴張的剛性格局,生態(tài)源地與生態(tài)廊道應設為禁止建設區(qū)并予以最嚴格的保護。

生態(tài)安全格局構(gòu)建旨在針對復雜生態(tài)環(huán)境問題,甄別維持生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)、功能和過程完整性的空間地域,并控制有害人類干擾,適當開展有益于退化生態(tài)系統(tǒng)恢復的干預措施,從而形成城市自然生命支持系統(tǒng)的剛性格局以保障區(qū)域生態(tài)安全[12,44- 45]。結(jié)合到研究區(qū)的生態(tài)本底、區(qū)域產(chǎn)業(yè)發(fā)展及資源開發(fā)利用現(xiàn)狀,大理州生態(tài)安全格局的保障可從控制污染、降低干擾、促進修復等方面入手,加大對洱海重點流域污染整治、建設生態(tài)公益林和水土保持林,治理水土流失；綜合整治自然保護區(qū)、風景名勝區(qū)的服務業(yè)污染,控制低環(huán)境容量景點/區(qū)的游客數(shù)量,降低對自然環(huán)境的脅迫；同時完善生態(tài)補償制度,增強低丘緩坡建設開發(fā)及旅游資源利用的利益相關(guān)者維護區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)的積極性和主動性,以期綜合提升生態(tài)安全保障水平,支持和服務于山地城鎮(zhèn)建設開發(fā)及區(qū)域可持續(xù)發(fā)展。

[1] Li Y F, Sun X, Zhu X D, Cao H H. An early warning method of landscape ecological security in rapid urbanizing coastal areas and its application in Xiamen, China. Ecological Modelling, 2010, 221(19): 2251- 2260.

[2] Lovell S T, Taylor J R. Supplying urban ecosystem services through multifunctional green infrastructure in the United States. Landscape Ecology, 2013, 28(8): 1447- 1463.

[3] 俞孔堅, 王思思, 李迪華, 李春波. 北京市生態(tài)安全格局及城市增長預景. 生態(tài)學報, 2009, 29(3): 1189- 1204.

[4] 肖篤寧, 陳文波, 郭福良. 論生態(tài)安全的基本概念和研究內(nèi)容. 應用生態(tài)學報, 2002, 13(3): 354- 358.

[5] Yu K J. Security patterns and surface model in landscape ecological planning. Landscape and Urban Planning, 1996, 36(1): 1- 17.

[6] 關(guān)文彬, 謝春華, 馬克明, 牛健植, 趙玉濤, 汪西林. 景觀生態(tài)恢復與重建是區(qū)域生態(tài)安全格局構(gòu)建的關(guān)鍵途徑. 生態(tài)學報, 2003, 23(1): 64- 73.

[7] Dramstad W E, Olson J D, Forman R T T. Landscape Ecology Principles in Landscape Architecture and Land-Use Planning. 2nd ed. Harvard: Island Press, 1996.

[8] 陳星, 周成虎. 生態(tài)安全: 國內(nèi)外研究綜述. 地理科學進展, 2005, 24(6): 8- 20.

[9] 歐定華, 夏建國, 張莉, 趙智. 區(qū)域生態(tài)安全格局規(guī)劃研究進展及規(guī)劃技術(shù)流程探討. 生態(tài)環(huán)境學報, 2015, 24(1): 163- 173.

[10] 俞孔堅, 李海龍, 李迪華, 喬青, 奚雪松. 國土尺度生態(tài)安全格局. 生態(tài)學報, 2009, 29(10): 5163- 5175.

[11] 蘇泳嫻, 張虹鷗, 陳修治, 黃光慶, 葉玉瑤, 吳旗韜, 黃寧生, 匡耀求. 佛山市高明區(qū)生態(tài)安全格局和建設用地擴展預案. 生態(tài)學報, 2013, 33(5): 1524- 1534.

[12] 馬克明, 傅伯杰, 黎曉亞, 關(guān)文彬. 區(qū)域生態(tài)安全格局: 概念與理論基礎. 生態(tài)學報, 2004, 24(4): 761- 768.

[13] 彭建, 趙會娟, 劉焱序, 吳健生. 區(qū)域生態(tài)安全格局構(gòu)建研究進展與展望. 地理研究, 2017, 36(3): 407- 419.

[14] 尹海偉, 孔繁花, 祈毅, 王紅揚, 周艷妮, 秦正茂. 湖南省城市群生態(tài)網(wǎng)絡構(gòu)建與優(yōu)化. 生態(tài)學報, 2011, 31(10): 2863- 2874.

[15] 王潔, 李鋒, 錢誼, 殷春雪. 基于生態(tài)服務的城鄉(xiāng)景觀生態(tài)安全格局的構(gòu)建. 環(huán)境科學與技術(shù), 2012, 35(11): 199- 205.

[16] 李宗堯, 楊桂山, 董雅文. 經(jīng)濟快速發(fā)展地區(qū)生態(tài)安全格局的構(gòu)建——以安徽沿江地區(qū)為例. 自然資源學報, 2007, 22(1): 106- 113.

[17] 楊姍姍, 鄒長新, 沈渭壽, 沈潤平, 徐德琳. 基于生態(tài)紅線劃分的生態(tài)安全格局構(gòu)建——以江西省為例. 生態(tài)學雜志, 2016, 35(1): 250- 258.

[18] 周銳, 王新軍, 蘇海龍, 婁翼來. 平頂山新區(qū)生態(tài)用地的識別與安全格局構(gòu)建. 生態(tài)學報, 2015, 35(6): 2003- 2012.

[19] 吳健生, 張理卿, 彭建, 馮喆, 劉洪萌, 赫勝彬. 深圳市景觀生態(tài)安全格局源地綜合識別. 生態(tài)學報, 2013, 33(13): 4125- 4133.

[20] 李暉, 易娜, 姚文璟, 王思琪, 李志英, 楊樹華. 基于景觀安全格局的香格里拉縣生態(tài)用地規(guī)劃. 生態(tài)學報, 2011, 31(20): 5928- 5936.

[21] Fu W, Liu S L, Degloria S D, Dong S K, Beazley R. Characterizing the “fragmentation-barrier” effect of road networks on landscape connectivity: A case study in Xishuangbanna, Southwest China. Landscape and Urban Planning, 2010, 95(3): 122- 129.

[22] 陳昕, 彭建, 劉焱序, 楊旸, 李貴才. 基于“重要性-敏感性-連通性”框架的云浮市生態(tài)安全格局構(gòu)建. 地理研究, 2017, 36(3): 471- 484.

[23] 彭建, 郭小楠, 胡熠娜, 劉焱序. 基于地質(zhì)災害敏感性的山地生態(tài)安全格局構(gòu)建——以云南省玉溪市為例. 應用生態(tài)學報, 2017, 28(2): 627- 635.

[24] Wang J T, Peng J, Zhao M Y, Liu Y X, Chen Y Q. Significant trade-off for the impact of Grain-for-Green Programme on ecosystem services in North-western Yunnan, China. Science of the Total Environment, 2017, 574: 57- 64.

[25] 彭建, 謝盼, 劉焱序, 胡曉旭. 低丘緩坡建設開發(fā)綜合生態(tài)風險評價及發(fā)展權(quán)衡——以大理白族自治州為例. 地理學報, 2015, 70(11): 1747- 1761.

[26] 彭建, 胡熠娜, 呂慧玲, 酈天昳, 陳昕. 基于要素-結(jié)構(gòu)-功能的生態(tài)功能分區(qū)——以大理白族自治州為例. 生態(tài)學雜志, 2016, 35(8): 2251- 2259.

[27] Peng J, Du Y Y, Liu Y X, Hu X X. How to assess urban development potential in mountain areas? An approach of ecological carrying capacity in the view of coupled human and natural systems. Ecological Indicators, 2016, 60: 1017- 1030.

[28] 李陽菊, 馬立輝, 賴楊陽, 王海洋. 重慶合川區(qū)城鄉(xiāng)綠地系統(tǒng)景觀生態(tài)安全格局分析. 西南農(nóng)業(yè)大學學報: 社會科學版, 2010, 8(3): 1- 4.

[29] 李詠紅, 香寶, 袁興中, 劉孝富. 區(qū)域尺度景觀生態(tài)安全格局構(gòu)建——以成渝經(jīng)濟區(qū)為例. 草地學報, 2013, 21(1): 18- 24.

[30] 蒙吉軍, 王雅, 王曉東, 周朕, 孫寧. 基于最小累積阻力模型的貴陽市景觀生態(tài)安全格局構(gòu)建. 長江流域資源與環(huán)境, 2016, 25(7): 1052- 1061.

[31] 楊子生, Liang L H, 王云鵬. 基于水土流失防治的云南金沙江流域土地利用生態(tài)安全格局初探. 山地學報, 2003, 21(4): 402- 409.

[32] 趙凱, 李暉, 朱雪. 基于生態(tài)安全格局的云南省福貢縣城空間擴張研究. 熱帶地理, 2008, 28(6): 529- 533.

[33] 陳利頂, 傅伯杰, 趙文武. “源”“匯”景觀理論及其生態(tài)學意義. 生態(tài)學報, 2006, 26(5): 1444- 1449.

[34] 謝高地, 甄霖, 魯春霞, 肖玉, 陳操. 一個基于專家知識的生態(tài)系統(tǒng)服務價值化方法. 自然資源學報, 2008, 23(5): 911- 919.

[35] 李月臣, 劉春霞, 閔婕, 王才軍, 張虹, 汪洋. 三峽庫區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務功能重要性評價. 生態(tài)學報, 2013, 33(1): 168- 178.

[36] 王治江, 李培軍, 萬忠成, 王延松, 董麗新, 陳大光. 遼寧省生態(tài)系統(tǒng)服務重要性評價. 生態(tài)學雜志, 2007, 26(10): 1606- 1610.

[37] Li Y F, Shi Y L, Qureshi S, Bruns A, Zhu X D. Applying the concept of spatial resilience to socio-ecological systems in the urban wetland interface. Ecological Indicators, 2014, 42: 135- 146.

[38] 王學志, 徐衛(wèi)華, 歐陽志云, 張晉東. 汶川地震對都江堰地區(qū)大熊貓生境的影響. 生態(tài)學報, 2008, 28(12): 5856- 5861.

[39] 杜悅悅, 彭建, 趙士權(quán), 胡智超, 王仰麟. 西南山地滑坡災害生態(tài)風險評價——以大理白族自治州為例. 地理學報, 2016, 71(9): 1544- 1561.

[40] 環(huán)境保護部, 中國科學院. 全國生態(tài)功能區(qū)劃(修編版). 北京: 環(huán)境保護部, 2015.

[41] Toumi S, Meddi M, Mahe G, Brou Y T. Remote sensing and GIS applied to the mapping of soil loss by erosion in the Wadi Mina catchment. Hydrological Sciences Journal, 2013, 58(7): 1542- 1558.

[42] 安超, 沈清基. 基于空間利用生態(tài)績效的綠色基礎設施網(wǎng)絡構(gòu)建方法. 風景園林, 2013(2): 22- 31.

[43] 李薇. 基于生態(tài)足跡判定的武漢科技新城景觀生態(tài)安全格局分析[D]. 武漢: 華中農(nóng)業(yè)大學, 2006.

[44] 黎曉亞, 馬克明, 傅伯杰, 牛樹奎. 區(qū)域生態(tài)安全格局: 設計原則與方法. 生態(tài)學報, 2004, 24(5): 1055- 1062.

[45] 王旭熙, 彭立, 蘇春江, 徐定德, 陳田田. 基于景觀生態(tài)安全格局的低丘緩坡土地資源開發(fā)利用——以四川省瀘縣為例. 生態(tài)學報, 2016, 36(12): 3646- 3654.