不同人類干擾背景下橫斷山南段保護(hù)優(yōu)先區(qū)規(guī)劃研究

宋成文,王文禮,劉冬梅,代光輝,劉維鴻,李濘呂,朱 穎,張志明

1 中國環(huán)境科學(xué)研究院, 北京 100012 2 云南大學(xué)生態(tài)與環(huán)境學(xué)院, 昆明 650223 3 云南省生態(tài)環(huán)境科學(xué)研究院，昆明 650034

隨著人類社會(huì)經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展,人類干擾導(dǎo)致的土地利用方式的變化、城市化進(jìn)程不斷加深、基礎(chǔ)設(shè)施的快速建設(shè)、人口爆炸式的增長、放牧以及生態(tài)旅游等活動(dòng)也在深刻地影響著自然生態(tài)系統(tǒng),相繼出現(xiàn)了生境破碎化、生態(tài)系統(tǒng)功能退化、物種多樣性喪失和物種入侵等一系列問題[1- 5]。生物多樣性喪失的速率不斷加快,對(duì)人類的生計(jì)和可持續(xù)發(fā)展帶來嚴(yán)重威脅和挑戰(zhàn)[6]。

識(shí)別保護(hù)優(yōu)先區(qū)域作為保護(hù)、維持和提升生物多樣性的最有效、最基本措施。保護(hù)生物學(xué)家為了避免在遷地保護(hù)中對(duì)保護(hù)物種對(duì)象造成損害,往往優(yōu)先選擇就地保護(hù)[7- 9]。對(duì)物種進(jìn)行就地保護(hù)時(shí),通過選取物種豐富度、瀕危等級(jí)、特有程度、分布范圍、生境分布、受威脅程度、服務(wù)功能、科研價(jià)值等指標(biāo),進(jìn)而選取區(qū)域保護(hù)對(duì)象的優(yōu)先程度。值得注意的是,過去生物保護(hù)學(xué)家在進(jìn)行生物多樣性指標(biāo)選取主要關(guān)注單一動(dòng)植物或者單一的生態(tài)系統(tǒng),對(duì)于生物多樣性指標(biāo)的選取已經(jīng)發(fā)生了比較明顯的趨勢轉(zhuǎn)變,逐漸轉(zhuǎn)向群落層次、生態(tài)系統(tǒng)、生境環(huán)境等方面,其原因在于保護(hù)生物學(xué)家逐漸發(fā)現(xiàn)后者可以有效保護(hù)生態(tài)系統(tǒng)和生物棲息地,不僅能夠保護(hù)物種個(gè)體層面,而且能夠提升區(qū)域的保護(hù)成效[10- 13]。

人類干擾對(duì)生物多樣性的研究已經(jīng)受到了越來越多科學(xué)家的關(guān)注,根據(jù)研究對(duì)象和研究策略的不同,評(píng)估人類干擾對(duì)自然環(huán)境影響程度也有差異,土地利用類型、電力設(shè)施基礎(chǔ)、土地轉(zhuǎn)換率、地表覆蓋物、經(jīng)濟(jì)程度等類型為代表的人類干擾指標(biāo)已經(jīng)成為研究的主要參考依據(jù)[14- 15]。人類干擾在識(shí)別保護(hù)優(yōu)先區(qū)域過程中涉及到資金、人力和物力的投入,在不同人類干擾強(qiáng)度下進(jìn)行識(shí)別優(yōu)先保護(hù)區(qū)域成為保護(hù)生物學(xué)家和保護(hù)管理者爭論的熱點(diǎn)問題之一[16]。因此,在本文中我們認(rèn)為保護(hù)生物多樣性需要從兩個(gè)維度進(jìn)行考量,一是從維持生物多樣性的角度出發(fā),在人類干擾小的區(qū)域,這些區(qū)域物種受威脅的程度低,在進(jìn)行保護(hù)優(yōu)先區(qū)域識(shí)別過程中就能夠在更大的區(qū)域范圍內(nèi)保護(hù)盡可能多的物種[17- 18]。二是從提升生物多樣性的角度,在人類干擾大的區(qū)域,重點(diǎn)開展生物物種及生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)工作,能夠顯著提高區(qū)域物種遺傳信息的多樣性和豐富性[19- 20]。

當(dāng)前,主流的保護(hù)邊界選擇和調(diào)整研究基本是空間優(yōu)化思路[21],多準(zhǔn)則決策分析法能夠通過選擇多尺度多屬性的評(píng)價(jià)指標(biāo)篩選替代了系統(tǒng)保護(hù)規(guī)劃法中直接確定保護(hù)目標(biāo)的程序,使得確定需要保護(hù)的目標(biāo)更加客觀，同時(shí)通過量化環(huán)境地理?xiàng)l件和經(jīng)濟(jì)因素的模擬避免了保護(hù)空缺分析法中對(duì)人類干擾考慮的不足,多因素評(píng)價(jià)法相比而言較為傳統(tǒng)[22- 23],且多因素使用的生物多樣性和生態(tài)服務(wù)也存在空間差異[24],相比而言本文不僅考慮了生態(tài)指標(biāo)還考慮了人類干擾,以此提供一種快速全面的協(xié)同規(guī)劃方法,能夠更為合理的提出科學(xué)方案。

橫斷山南段生物多樣性保護(hù)優(yōu)先區(qū)域(以下簡稱“橫斷山南段區(qū)”)地處全球34個(gè)生物多樣性熱點(diǎn)地區(qū)和全球233個(gè)生物多樣性優(yōu)先保護(hù)的區(qū)域之一,是中國生物多樣性最為豐富的地區(qū)之一[25- 26]。但同時(shí)區(qū)域內(nèi)也面臨著人類干擾導(dǎo)致的土地利用變化、植被退化等的威脅和挑戰(zhàn)。近年來,橫斷山南段區(qū)已經(jīng)陸續(xù)進(jìn)行了基于生物多樣性、保護(hù)物種、保護(hù)成效等方面的保護(hù)區(qū)研究[27- 28]。從已有的研究來看,保護(hù)區(qū)內(nèi)的保護(hù)成效和范圍有所提升、珍稀瀕危物種種群規(guī)模不斷擴(kuò)大,但也面臨著旅游放牧等人類干擾,保護(hù)管理如何提升等挑戰(zhàn)[29- 31]。

為了驗(yàn)證和回答“人類干擾在本區(qū)域中的實(shí)際影響,協(xié)同人類干擾與生態(tài)保護(hù)的規(guī)劃”和為橫斷山南段區(qū)提供新的科學(xué)方案,本研究以橫斷山南段區(qū)40個(gè)縣域?yàn)檠芯堪咐齾^(qū),重點(diǎn)開展以下三個(gè)方面的內(nèi)容:一是基于區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)數(shù)據(jù),構(gòu)建了“1目標(biāo)、3準(zhǔn)則和6指標(biāo)”,確定橫斷山南段區(qū)的生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)價(jià)值空間格局；二是根據(jù)人類干擾因子數(shù)據(jù)生成橫斷山南段的人類干擾空間格局；三是基于多準(zhǔn)則決策分析的原理和方法,基于前兩項(xiàng)研究內(nèi)容,確定區(qū)域的保護(hù)等級(jí)、保護(hù)空缺和識(shí)別出保護(hù)優(yōu)先區(qū)域,從維持和提升區(qū)域生物多樣性的保護(hù)理念出發(fā),進(jìn)而選擇保護(hù)規(guī)劃策略,為橫斷山南段區(qū)的自然保護(hù)區(qū)建設(shè)提供科學(xué)依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

橫斷山南段區(qū)地處四川省、云南省和西藏自治區(qū)的交界區(qū)域(圖1),地理位置25°15′—30°20′N,97°31′—104°29′E,涉及3省(區(qū))的40個(gè)縣,具體包括云南省保山市隆陽區(qū)、騰沖市、瀘水市、福貢縣、貢山縣、維西縣、蘭坪縣、云龍縣、劍川縣、洱源縣、大理市、漾濞縣、玉龍縣、香格里拉市、德欽縣、寧蒗縣16縣域；四川省巴塘縣、得榮縣、鄉(xiāng)城縣、稻城縣、理塘縣、木里縣、鹽源縣、雅江縣、九龍縣、石棉縣、冕寧縣、西昌市、昭覺縣、甘洛縣、越西縣、美姑縣、馬邊縣、峨邊縣、雷波縣、屏山縣、沐川縣21縣域；西藏自治區(qū)左貢縣、芒康縣、察隅縣3縣域。橫斷山南段區(qū)是橫斷山脈中最能夠代表其地貌特色的核心區(qū)域,金沙江、怒江和瀾滄江穿越眾多的山系并共同構(gòu)成的三江并流區(qū),高寒山區(qū)和高山河谷地區(qū)。區(qū)內(nèi)擁有極其豐富的野生動(dòng)植物資源,如高等植物460余科、2800余屬、18000余種,科、屬、種的數(shù)量分別占中國的95%、73%、65%。其中,國家重點(diǎn)保護(hù)的野生植物共160種(類),占中國總數(shù)的63%[32]。

圖1 研究區(qū)Fig.1 Study area

2 研究方法

本研究基于搜集的數(shù)據(jù),運(yùn)用多準(zhǔn)則決策分析的原理和方法,構(gòu)建生態(tài)系統(tǒng)價(jià)值評(píng)分體系和人類干擾強(qiáng)度指標(biāo)體系,根據(jù)生成的人類干擾高值區(qū)和人類干擾低值區(qū)的空間格局分布,與生成的生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)價(jià)值空間分布格局等比例疊加,重點(diǎn)對(duì)比分析兩種不同人類干擾的差異,結(jié)合現(xiàn)有保護(hù)區(qū)并通過保護(hù)空缺分析的結(jié)果,最終確定識(shí)別橫斷山南段區(qū)潛在的保護(hù)優(yōu)先區(qū)域。

2.1 數(shù)據(jù)來源及處理

本研究的植被生態(tài)系統(tǒng)數(shù)據(jù)主要參考本課題組生成的30 m×30 m的tiff格式的橫斷山南段區(qū)生態(tài)系統(tǒng)矢量圖,物種數(shù)據(jù)主要參考《中國植物紅皮書(第一冊(cè))》、《中國珍稀瀕危植物圖鑒》、《中國物種紅色名錄(植物部分)》以及各地方等文獻(xiàn)縣志和相關(guān)文獻(xiàn)資料,共收集129種重點(diǎn)保護(hù)植物物種,并區(qū)分出其中包含的稀有種、特有種、瀕危種和保護(hù)等級(jí)[33- 35]。

2.1.1基于層次分析法構(gòu)建保護(hù)價(jià)值評(píng)價(jià)體系

層次分析法(Analytic Hierarchy Process, AHP)主要是通過構(gòu)建層次結(jié)構(gòu)模型,并將各個(gè)層次、各個(gè)要素按照不同的隸屬關(guān)系進(jìn)行排序,判斷矩陣中的各個(gè)要素的重要程度按照“1—9”標(biāo)度法(表1)規(guī)則確定,并且對(duì)各個(gè)指標(biāo)權(quán)重進(jìn)行一致性檢驗(yàn),直至一致性檢驗(yàn)小于0.1[36]。

表1 “1—9”標(biāo)度法

本研究綜合使用張燕妮、陶國慶等人的指標(biāo)評(píng)價(jià)體系的概念[13,37],依據(jù)收集的橫斷山南段區(qū)的生態(tài)系統(tǒng)矢量數(shù)據(jù)構(gòu)建保護(hù)價(jià)值評(píng)價(jià)體系,確定了“1目標(biāo)、3準(zhǔn)則和6指標(biāo)”,涵蓋了構(gòu)建生物多樣性保護(hù)優(yōu)先區(qū)-目標(biāo)層；植被生境資源、特有物種資源、瀕危植物資源-準(zhǔn)則層；生境多樣性、生境特有性、植被稀有性、植物特有種、植物瀕危種、植物保護(hù)等級(jí)-指標(biāo)層在內(nèi)的量化指標(biāo)(表2),共有30名涉及植被生態(tài)學(xué)、景觀生態(tài)學(xué)、森林保護(hù)學(xué)等專業(yè)背景的科研人員,社區(qū)專家參與各指標(biāo)的評(píng)分工作。

表2 植被生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)價(jià)值評(píng)價(jià)體系

各指標(biāo)內(nèi)涵

(1)生境多樣性 是保護(hù)生物多樣性的重要基礎(chǔ)。在一定的地域范圍內(nèi),生境及其構(gòu)成要素的豐富與否,很大程度上影響甚至決定著生物的多樣性[38]。本研究以各植被生態(tài)系統(tǒng)中所含有的植物瀕危種和植物特有種來代表其生境。

(2)生境特有性 是衡量植物群落保護(hù)價(jià)值的一個(gè)重要依據(jù),作為區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)多樣性評(píng)價(jià)的指標(biāo)[39]。由于目前收集的數(shù)據(jù)無法確定生境特有性的具體數(shù)值,所以具體評(píng)分參照專家意見來確定。

(3)植被稀有性 在生物多樣性的形成過程中扮演重要角色[40]。本研究采用各植被生態(tài)系統(tǒng)的分布面積占研究區(qū)域總面積比例來確定植被的稀有性。

(4)植物特有種 對(duì)研究古代植物區(qū)系、古地理學(xué)和古生態(tài)學(xué)等方面發(fā)揮著重要意義[41]。本研究以各植被生態(tài)系統(tǒng)中所含有的植物特有種來確定其價(jià)值。

(5)植物瀕危種 是生物多樣性和生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分,考察研究特定地區(qū)的珍稀瀕危植物對(duì)于區(qū)域生物多樣性保護(hù)、生態(tài)環(huán)境質(zhì)量評(píng)估及區(qū)域生態(tài)恢復(fù)都具有重要的意義[42]。本研究以各植被生態(tài)系統(tǒng)中所含有的植物瀕危種總數(shù)來表征衡量。

(6)植物保護(hù)等級(jí) 能夠有效的衡量重點(diǎn)保護(hù)數(shù)量較少或已瀕臨滅絕的野生植物的保護(hù)程度。本研究參考《中華人民共和國野生植物保護(hù)條例》內(nèi)規(guī)定的保護(hù)野生植物名錄[43],以各植被生態(tài)系統(tǒng)中所含有的野生植物種類的保護(hù)等級(jí)進(jìn)行度量。

2.1.2植被生態(tài)系統(tǒng)價(jià)值確定

本研究參考并結(jié)合梅里雪山國家公園功能區(qū)規(guī)劃和滇西北植被關(guān)鍵保護(hù)區(qū)識(shí)別的評(píng)分方法對(duì)已獲得的植被數(shù)據(jù)資料進(jìn)行百分制標(biāo)準(zhǔn)化賦分[29.37],并利用公式(1)計(jì)算:

(1)

式中,Sj是第j類指標(biāo)下的百分制賦分,Wj為第j類植被生態(tài)系統(tǒng)指標(biāo)權(quán)重,Cj為第j類百分制賦分后的分?jǐn)?shù)。對(duì)以獲得的數(shù)據(jù)資料進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)化賦分。

2.1.3人類干擾計(jì)算

人類干擾程度越大,意味著在之后的保護(hù)工作中需要的成本越高[28],本研究結(jié)合陳愛蓮等[44]引入的生態(tài)干擾度概念和徐勇等[45]提出的建設(shè)用地當(dāng)量的概念,選用關(guān)注單位面積實(shí)際的人類活動(dòng)造成的影響和橫斷山南段區(qū)人類干擾的實(shí)際狀況,本研究主要選取了土地利用和道路、經(jīng)濟(jì)、人口、旅游、放牧和村莊數(shù)據(jù),并基于30 m×30 m網(wǎng)格進(jìn)行空間分析,計(jì)算6類人類干擾指數(shù)(Human Interference Strength Index, HIDI),主要包括以下幾個(gè)方面:

(1)土地利用和道路干擾強(qiáng)度指數(shù) 是指基于生態(tài)干擾度指數(shù)和建設(shè)用地量的計(jì)算方法[44-45],并結(jié)合土地利用和道路建設(shè)的實(shí)際情況來生成橫斷山南段區(qū)的生態(tài)系統(tǒng)類型及人類干擾強(qiáng)度指數(shù)賦值表(表3),通過公式(2)和公式(3)計(jì)算:

(2)

(3)

式中,Si是研究區(qū)總面積,S是各類土地利用和道路類型的面積之和,其中道路面積=道路長度×潛在影響寬度×生態(tài)干擾度指數(shù),HISIi為每個(gè)柵格的土地利用和道路干擾的實(shí)際干擾值,SRi是第i種土地利用和道路的實(shí)際影響面積,HIi為第i種土地利用和道路的人類干擾度強(qiáng)度指數(shù),n為研究區(qū)內(nèi)土地利用和道路的類型。計(jì)算每個(gè)網(wǎng)格內(nèi)的人類干擾強(qiáng)度指數(shù),從而進(jìn)行土地利用和道路的干擾強(qiáng)度空間制圖分析。

(2)人口和經(jīng)濟(jì)干擾強(qiáng)度指數(shù) 通過統(tǒng)計(jì)年鑒獲取研究區(qū)的人口、GDP基礎(chǔ)數(shù)據(jù),經(jīng)過空間插值分析,獲取研究區(qū)的人口、經(jīng)濟(jì)干擾強(qiáng)度空間分布圖。

(3)旅游和放牧干擾強(qiáng)度指數(shù) 通過實(shí)地考察、問卷調(diào)查、政府文件資料等多方來源,確定各州市旅游總?cè)藬?shù)和畜牧存欄總量,通過空間插值分析,獲取研究區(qū)的旅游和放牧強(qiáng)度空間分布圖。

(4)村莊干擾強(qiáng)度指數(shù) 基于全國村莊數(shù)據(jù),進(jìn)行核密度分析,通過設(shè)置計(jì)算10 km的搜索半徑,計(jì)算搜索半徑的單位面積量值,從而計(jì)算出研究區(qū)的村莊干擾強(qiáng)度空間分布圖。

為了避免數(shù)據(jù)單位差異及數(shù)據(jù)值的大小帶來的統(tǒng)計(jì)誤差,本研究將六類干擾強(qiáng)度圖中的每個(gè)柵格數(shù)據(jù)的值基于公式(4)歸一化至0—255:

對(duì)于速凍水餃的肉餡，其加水量的高低，也會(huì)對(duì)凍裂率帶來影響。從速凍水餃生產(chǎn)過程中，溫度的變化首先對(duì)餃子皮進(jìn)行冷凍，接著對(duì)餡進(jìn)行冷凍。如果餡內(nèi)水分過多，在進(jìn)行速凍工藝操作中，肉餡水分結(jié)晶而膨脹，導(dǎo)致對(duì)餃子皮的應(yīng)力變大，而增加凍裂率。但是，對(duì)于肉餡的口感指標(biāo)進(jìn)行分析，水分含量過少，將會(huì)導(dǎo)致口感劣化。因此，需要對(duì)肉餡的水分進(jìn)行合理控制，來增強(qiáng)口感，減少凍裂率。

(4)

式中,HIDIi為第i類人為干擾的HIDI,Min(HIDIi)為人類干擾強(qiáng)度指數(shù)的最小值,Max(HIDIi)為人類干擾強(qiáng)度指數(shù)的最大值,并對(duì)六類人類干擾強(qiáng)度指數(shù)進(jìn)行歸一化處理。

表3 生態(tài)系統(tǒng)類型及人類干擾強(qiáng)度指數(shù)賦值表

2.1.4保護(hù)分區(qū)規(guī)劃及保護(hù)優(yōu)先區(qū)確定

ISODATA聚類分析法采用的是用歐式距離法對(duì)全體樣本進(jìn)行距離分析,它在K-Means均值算法的基礎(chǔ)上,對(duì)樣本中相同類別之內(nèi)的數(shù)據(jù)差異性小而不同類別之間的差異性大,以達(dá)到對(duì)數(shù)據(jù)對(duì)象進(jìn)行歸類的目的,并在此分類過程增加了“合并”和“分裂”兩個(gè)操作,可以在聚類過程中自動(dòng)調(diào)整類別個(gè)數(shù)和類別中心,使聚類結(jié)果能更加靠近客觀真實(shí)的聚類結(jié)果,根據(jù)ISODATA聚類結(jié)果進(jìn)行等級(jí)分區(qū)規(guī)劃[46-47]。

本研究基于生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)價(jià)值空間格局分布圖和人類干擾空間格局分布圖,對(duì)其進(jìn)行空間疊置分析,具體操作如下:基于人類干擾高值區(qū),將保護(hù)價(jià)值與人類干擾采用加法進(jìn)行等比例空間疊置,基于人類干擾低值區(qū),則采用減法進(jìn)行等比例空間疊置,利用ISODATA聚類法分別對(duì)疊置的結(jié)果進(jìn)行分析,同時(shí)參考2017年重新修訂的《中華人民共和國自然保護(hù)區(qū)條例》關(guān)于自然保護(hù)區(qū)的劃分規(guī)則,擬將橫斷山區(qū)南段區(qū)域分成3類,即重點(diǎn)保護(hù)區(qū)、次重點(diǎn)保護(hù)區(qū)和一般區(qū)域,將重點(diǎn)保護(hù)區(qū)作為關(guān)注的優(yōu)先區(qū)域加以確定,通過對(duì)比兩種不同策略的保護(hù)等級(jí)面積、保護(hù)空缺和保護(hù)成效的綜合判斷來確定最后的規(guī)劃方案,識(shí)別出橫斷山南段區(qū)的保護(hù)優(yōu)先區(qū)。

3 研究結(jié)果與分析

3.1 生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)價(jià)值

通過對(duì)各類植被生態(tài)系統(tǒng)進(jìn)行百分制賦分,同時(shí)結(jié)合專家意見對(duì)其他生態(tài)系統(tǒng)進(jìn)行賦分,初步計(jì)算得出各類生態(tài)系統(tǒng)的得分及其權(quán)重(表4、表5)。研究區(qū)中價(jià)值較高的生態(tài)系統(tǒng)主要有森林生態(tài)系統(tǒng):針闊混交林、常綠闊葉林、落葉闊葉林、落葉混交林、常綠針葉林；濕地生態(tài)系統(tǒng)；湖泊、河流、草本濕地；高山生態(tài)系統(tǒng):冰川和永久積雪、高寒草甸、高寒草原(圖2)；生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)價(jià)值高值區(qū)主要集中在研究區(qū)東部和南部區(qū)域,如騰沖市、大理市、保山市、瀘水市、雷波縣、石棉縣、峨邊縣等區(qū)域(圖3)。

表4 生態(tài)系統(tǒng)價(jià)值各指標(biāo)百分制得分評(píng)價(jià)表

表5 植被生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)價(jià)值成對(duì)比較矩陣指標(biāo)權(quán)重

圖2 生態(tài)系統(tǒng)類型保護(hù)價(jià)值賦分圖Fig.2 The protection value map of ecosystem types

圖3 生態(tài)系統(tǒng)價(jià)值空間分布圖Fig.3 Spatial distribution map of ecosystem value

3.2 人類干擾格局分布

確定6類人類干擾強(qiáng)度因子的權(quán)重,發(fā)現(xiàn)道路及土地利用的所占權(quán)重最高,其次為經(jīng)濟(jì)、放牧、旅游、人口和村莊的權(quán)重占比(表6)。

土地利用干擾強(qiáng)度主要呈現(xiàn)出以城鎮(zhèn)和公路建設(shè)為中心的高值區(qū)向四周(點(diǎn)狀或線狀)分布；放牧干擾強(qiáng)度高值區(qū)分布在研究區(qū)東部和南部；旅游干擾強(qiáng)度高值區(qū)主要分布在研究東部、南部和中部區(qū)域；經(jīng)濟(jì)干擾強(qiáng)度高值區(qū)主要以研究區(qū)東部和南部區(qū)域；人口干擾強(qiáng)度高值區(qū)主要以研究區(qū)東部和南部區(qū)域；村莊干擾強(qiáng)度高值區(qū)主要分布在研究區(qū)東部區(qū)域(圖4)。

圖4 六類人類干擾因子空間分布圖Fig.4 The spatial distribution of six types of human interference factors

通過對(duì)六類干擾強(qiáng)度數(shù)據(jù)進(jìn)行空間疊加,得到了人類干擾格局分布圖。結(jié)果發(fā)現(xiàn),人類干擾高值區(qū)主要分布在研究區(qū)的南部和東部區(qū)域,以及一些沿道路和村莊分布的區(qū)域,人類干擾低值區(qū)主要分布在西部和中部區(qū)域(圖5)。

3.3 不同策略下保護(hù)優(yōu)先區(qū)劃分

將保護(hù)價(jià)值和人類干擾進(jìn)行等比例空間疊置分析后,根據(jù)人類干擾高值區(qū)和人類干擾低值區(qū)分別得到兩種不同的保護(hù)優(yōu)先數(shù)值分布圖(圖6、圖7),并將保護(hù)優(yōu)先數(shù)值進(jìn)行聚類得到保護(hù)等級(jí),分別形成方案一和方案二。

表6 人類干擾強(qiáng)度成對(duì)比較矩陣指標(biāo)權(quán)重

(1)基于人類干擾高值區(qū)規(guī)劃方案

基于人類干擾高值區(qū)生成的保護(hù)分區(qū)規(guī)劃分布圖,結(jié)果如下:重點(diǎn)保護(hù)區(qū)的面積為11966.27 km2,次重點(diǎn)保護(hù)區(qū)的面積為65535.33 km2,其他區(qū)域的面積為55810.18 km2,占比分別為8.98%、49.19%、41.86%。重點(diǎn)區(qū)域范圍主要集中在研究區(qū)東部和南部區(qū)域,零星分布在研究區(qū)中部和西部區(qū)域(圖8)。

(2)基于人類干擾低值區(qū)規(guī)劃方案

基于人類干擾低值區(qū)生成的保護(hù)分區(qū)規(guī)劃分布圖,結(jié)果如下:重點(diǎn)保護(hù)區(qū)的面積為8831.94 km2,次重點(diǎn)保護(hù)區(qū)的面積為75423.00 km2,其他區(qū)域的面積為49064.82 km2,占比分別為6.62%、56.57%、36.80%。重點(diǎn)區(qū)域范圍主要集中在研究區(qū)西部區(qū)域、零星分布在研究區(qū)中東部和南部區(qū)域(圖9)。

3.4 人類干擾低值區(qū)與人類干擾高值區(qū)對(duì)比

根據(jù)不同的策略形成了方案一和方案二(表7),從不同方案形成的結(jié)果上看,在重點(diǎn)保護(hù)區(qū)面積方面,方案一比方案二多3134.33 km2；在次重點(diǎn)區(qū)域面積方面,方案一比方案二少了9887.67 km2；在其他區(qū)域面積方面,方案一比方案二多了6745.36 km2。其中在重點(diǎn)區(qū)域范圍上,方案一主要集中在研究區(qū)東部的峨邊縣、馬邊縣、峨邊縣、雷波縣、甘洛縣、石棉縣、冕寧縣等區(qū)域和研究區(qū)南部和西部區(qū)域；方案二主要集中在研究區(qū)東部的雷波縣、石棉縣、冕寧縣等區(qū)域和研究區(qū)南部和西部區(qū)域。

4.5 不同策略下的保護(hù)空缺區(qū)域

通過將現(xiàn)存自然保護(hù)區(qū)與重點(diǎn)保護(hù)區(qū)、次重點(diǎn)保護(hù)區(qū)進(jìn)行對(duì)比分析,現(xiàn)存保護(hù)區(qū)面積21946.75 km2。在方案一中,共有11328.38 km2區(qū)域的面積被重點(diǎn)保護(hù)區(qū)、次重點(diǎn)保護(hù)區(qū)覆蓋,占其總面積的41.20%,保護(hù)空缺的區(qū)域,即重點(diǎn)保護(hù)區(qū)域的范圍主要集中在研究區(qū)東部的馬邊縣、峨邊縣、沐川縣、石棉縣、越西縣和冕寧縣等區(qū)域和研究區(qū)南部的大理市、保山市、騰沖市等區(qū)域以及研究區(qū)西部的福貢縣、貢山縣和察隅縣等區(qū)域(圖10)；在方案二中,共有18657.69 km2區(qū)域的面積被重點(diǎn)保護(hù)區(qū)、次重點(diǎn)保護(hù)區(qū)覆蓋,占其總面積的67.85%,保護(hù)空缺的區(qū)域,即重點(diǎn)保護(hù)區(qū)域的范圍主要集中在研究區(qū)東部的石棉縣、雷波縣東部和研究區(qū)南部的保山市、騰沖市以及研究區(qū)西部的福貢縣、貢山縣和察隅縣等區(qū)域(圖11)。

圖5 綜合干擾空間分布圖Fig.5 Spatial distribution of comprehensive interference

圖6 方案一保護(hù)優(yōu)先數(shù)值適應(yīng)性圖 Fig.6 Protection priority value adaptability distribution map in scheme one

圖7 方案二保護(hù)優(yōu)先數(shù)值適應(yīng)性圖 Fig.7 Protection priority value adaptability distribution map in scheme two

圖8 方案一保護(hù)等級(jí)分布圖Fig.8 Distribution plan of protection zones in scheme one

表7 兩種方案對(duì)比表

圖9 方案二保護(hù)等級(jí)分布圖Fig.9 Distribution plan of protection zones in scheme two

圖10 規(guī)劃方案一保護(hù)空缺分析圖Fig.10 Analysis of protection vacancies in planning scheme one

圖11 規(guī)劃方案二保護(hù)空缺分析圖Fig.11 Analysis of protection vacancies in planning Scheme two

4 討論

最近的研究表明,中國的西南區(qū)域,即云南、西藏東南部和四川西部,森林系統(tǒng)面臨著嚴(yán)重的威脅,現(xiàn)有的保護(hù)區(qū)不能夠有效地對(duì)區(qū)域的森林系統(tǒng)進(jìn)行有效保護(hù)[48]。本研究以重新構(gòu)建了“1目標(biāo)、3準(zhǔn)則和6指標(biāo)”的評(píng)價(jià)體系,在現(xiàn)有生態(tài)系統(tǒng)的基礎(chǔ)上側(cè)重植被生境資源、特有物種資源、瀕危植物資源的準(zhǔn)則,側(cè)重從特有性、稀有性和保護(hù)等級(jí)的角度出發(fā),對(duì)橫斷山南段區(qū)域進(jìn)行細(xì)致規(guī)劃和保護(hù)優(yōu)先區(qū)域的識(shí)別。植物群落是生態(tài)系統(tǒng)組成的主要部分,作為非生物環(huán)境和生物環(huán)境的有機(jī)載體,層次結(jié)構(gòu)多、生物物種多,塑造著生境格局,為其他動(dòng)物和微生物提供了物質(zhì)和能量以及棲息地,因而相較于個(gè)體物種層面,研究以植被和生態(tài)系統(tǒng)為主體的研究對(duì)象更有價(jià)值,在維持生物圈穩(wěn)定,物種多樣性、遺傳多樣性和功能結(jié)構(gòu)等方面有著重要的作用,特別是從宏觀尺度來講,保護(hù)生態(tài)系統(tǒng)能夠容納不同種類物種和滿足特殊生境的物種[11,13]。

本研究森林生態(tài)系統(tǒng)、濕地生態(tài)系統(tǒng)和高山生態(tài)系統(tǒng)的賦值分?jǐn)?shù)較高,其在維持生物圈穩(wěn)定,物種多樣性、遺傳多樣性和功能結(jié)構(gòu)等方面有著重要的作用。在濕地生態(tài)系統(tǒng)中,河流和湖泊采用的是專家賦值且賦值較高,其中重要的原因是,河流和湖泊與其他生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)成豐富多樣的生境類型、能夠?yàn)槎喾N植物物種和動(dòng)物物種提供水源和維持生存,并在保持水土、抗御風(fēng)沙、調(diào)節(jié)氣候、凈化環(huán)境和維持生態(tài)平衡發(fā)揮重要作用[49- 50]。此外,河流和湖泊本身就處在水陸交界的生態(tài)脆弱帶,受到人類和自然的干擾因素大,一旦遭到破壞,除了修復(fù)難度和成本極大以外,更為嚴(yán)峻的是破壞了生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性,進(jìn)而影響生物群落的結(jié)構(gòu)和功能,甚至造成物種滅絕[51]。

本研究在通過實(shí)地調(diào)查走訪的基礎(chǔ)上,通過綜合考慮數(shù)據(jù)的可獲得性和專家意見,最終選擇了土地利用、人口、經(jīng)濟(jì)、放牧、旅游和村莊干擾因子作為本區(qū)域的主要的人類干擾因子。主要原因包括:一是道路建設(shè)形成的網(wǎng)路系統(tǒng)在帶來經(jīng)濟(jì)效益的同時(shí),也會(huì)對(duì)臨近道路的森林格局、動(dòng)植物棲息地產(chǎn)生影響,隨著全國公路“十二五”規(guī)劃的頒布和實(shí)施,我國的道路基礎(chǔ)設(shè)施建設(shè)發(fā)展迅速,云南省、四川省和西藏自治區(qū)的道路基礎(chǔ)設(shè)施建設(shè)取得了長足進(jìn)步,主要集中于昆明、成都和拉薩為中心的道路建設(shè),形成了以成都為核心的綜合交通樞紐[52]；二是本區(qū)域作為我國重要的農(nóng)牧交錯(cuò)帶之一,擁有豐富的高寒草甸和草原資源,同時(shí)這些資源也是當(dāng)?shù)鼐用穹拍恋闹饕獔鏊?畜牧業(yè)是當(dāng)?shù)剞r(nóng)牧民增收增產(chǎn)的主要路徑[53]；三是人口的增長和社會(huì)經(jīng)濟(jì)的發(fā)展導(dǎo)致了人類活動(dòng)的加劇。近些年以來,相關(guān)學(xué)者提出了“橫斷山域文化旅游經(jīng)濟(jì)圈”的概念,涉及四川、云南、西藏、貴州、甘肅、青海六省區(qū),并以此來促進(jìn)橫斷山區(qū)旅游經(jīng)濟(jì)的發(fā)展[54- 55]。2014年5月1日云南省施行《云南省旅游條例》,明確規(guī)定了要加大對(duì)旅游業(yè)的投入,促進(jìn)旅游發(fā)展繼而釋放經(jīng)濟(jì)活力。毫無疑問,未來人口增長和經(jīng)濟(jì)發(fā)展將繼續(xù)對(duì)環(huán)境造成進(jìn)一步惡化的風(fēng)險(xiǎn)。

在重點(diǎn)保護(hù)區(qū)面積方面,規(guī)劃方案一比規(guī)劃方案二多出了3134.33 km2,主要集中在研究區(qū)的東部,東部區(qū)域的主要受到旅游活動(dòng)、經(jīng)濟(jì)發(fā)展和人口增長等人類干擾,經(jīng)過保護(hù)空缺分析可知,盡管東部區(qū)域現(xiàn)有的保護(hù)區(qū)覆蓋了相當(dāng)大的區(qū)域范圍,但仍有大量珍稀瀕危物種得不到有效保護(hù),如珙桐(DavidiainvolucrataBaill.)、桫欏(Alsophilaspinulosa(Wall. ex Hook.) R. M. Tryon)、銀杏(GinkgobilobaL.)、篦子三尖杉(CephalotaxusoliveriMast.)、杜仲(EucommiaulmoidesOliver)、連香樹(CercidiphyllumjaponicumSieb. Et Zucc.)、水青樹(TetracentronsinenseOliv.)等國家一級(jí)、二級(jí)重點(diǎn)保護(hù)植物。加之這些亟需保護(hù)的野生植物處于人類干擾高值區(qū),如果不采取措施加以保護(hù)就會(huì)面臨滅絕的風(fēng)險(xiǎn),從提升區(qū)域的生物多樣性的角度來說講,應(yīng)當(dāng)優(yōu)先選擇人類干擾高值區(qū)的方案。

在保護(hù)空缺面積方面,規(guī)劃方案二比規(guī)劃方案一的多出了7329.31 km2,主要集中在研究區(qū)的中部、北部區(qū)域，這些區(qū)域的人類干擾程度相對(duì)較低,表明當(dāng)基于人類干擾低值區(qū)為規(guī)劃方案時(shí),在人類干擾強(qiáng)度小的區(qū)域,物種受威脅的程度低,人類鮮有涉及這些區(qū)域,僅有32.15%的區(qū)域范圍內(nèi)的生態(tài)系統(tǒng)未得到有效保護(hù),特別是在有限的資金、技術(shù)和人力的條件下,從維持區(qū)域的生物多樣性的角度出發(fā),應(yīng)選擇基于人類干擾低值區(qū)的方案。

值得注意的是,生境的形成是生物因子和非生物因子共同影響的結(jié)果,而在本研究中植被生境類型的判斷主要參考的是植物瀕危種和植物特有種的生境分布范圍,還需要的更加精準(zhǔn)的生境數(shù)據(jù)加以支撐。另外,在本研究在數(shù)據(jù)處理過程中沒有利用野生動(dòng)物的數(shù)據(jù)加以補(bǔ)充,考慮到植被生態(tài)系統(tǒng)和其他生態(tài)系統(tǒng)能夠?yàn)橐吧鷦?dòng)物提供棲息環(huán)境,采用這種處理方式能夠在一定程度上反映真實(shí)的生境類型。