基于系統保護規劃的長白山闊葉紅松林保護網絡優化研究

馬 琳,李俊清

1 北京建筑大學人事處,北京 102616 2 北京林業大學森林資源與生態系統過程北京市重點實驗室,北京 100083

氣候變化和棲息地喪失導致物種滅絕[1],生物多樣性面臨嚴重威脅。建立自然保護區是保護生物多樣性的有效途徑,然而人口快速增長所產生的一系列土地利用問題給保護區選址帶來了壓力,保護區與商業、社會占地的矛盾日益顯現[2]。世界上仍有許多關鍵的生態區域沒有被保護網絡覆蓋[3],濕地、森林、草原等生態系統銳減。有研究顯示,溫帶混交林的保護水平處于地球上20種自然森林類型中第二低的位置[4],急需保護。然而,在歐洲溫帶地區,僅有3000000hm2(占林區總面積的0.4%)的原始森林被自然保護區和其他保護地嚴格保護[5],亞洲的保護狀況也不理想,全球森林覆蓋損失的第二大區域位于亞洲[6],作為森林生物群落損失的一部分,溫帶生物群落的損失位居第二,加強保護地球上特別是亞洲的溫帶森林非常迫切[7]。在中國長白山地區,分布著以紅松和多種闊葉樹種混合組成的針闊混交林,它是北溫帶物種最豐富的地帶性群落之一,是東北虎(Pantheratigrisaltaica)、遠東豹(Pantherapardusorientalis)等瀕危物種的重要棲息地,極具保護價值。長白山隨著海拔的增加,氣溫和降水量發生明顯變化,依次呈現5條不同的植被帶,是歐亞大陸從中溫帶到寒帶主要植被類型的縮影。

中國政府在長白山地區建立了24個自然保護區,用以保護這一地區的森林植被和瀕危野生動植物,取得了積極的作用,但仍未能減緩瀕危物種的滅絕速度[8]。事實上,在長白山地區,20世紀 90年代還可見的瀕危種巖高蘭(Empetrumnigrumvar.japonicum)、草蓯蓉(Boschniakiarossica)等,現在已難見蹤跡[9],野生東北虎數量更是處于極度瀕危狀態[10]。保護網絡外人為干擾嚴重,盜獵、森林砍伐、藥用植物采挖、過度旅游等現象普遍存在[7,11],它們導致生境喪失,嚴重威脅生物多樣性的可持續發展。這些現象也反映了現有保護網絡仍存在漏洞的現狀,或具有較低的保護效率。2002年,長白山地區被中國政府確立為具有全球性保護意義的生物多樣性關鍵地區[12],為這一地區的保護工作帶來了新的機遇與挑戰,東北虎棲息地的跨國界生態保護優先區和基于瀕危植物的小尺度闊葉紅松林生態保護關鍵區研究取得了一定的成果[10,13],但基于多物種綜合考慮的長白山地森林生態區保護網絡研究仍不足,這正是本研究關注的熱點。

在土地資源和資金有限的情況下,具有高保護效率的地點單元能夠先被保護起來,優先納入保護網絡[17]成為研究關注的核心問題,因此如何界定保護效率的高低顯得尤為重要[15],基于不可替代性分析的系統保護規劃理論為我們提供了方法指導[16],它指出保護效率體現在保護網絡對實現保護目標的貢獻程度上[17],保護目標是根據保護對象的重要程度來定量確定的[16,18-19]。這種量化的保護目標避免了保護效率評價的主觀性,更具合理性,這一方法已得到了廣泛的應用[20-23]。

本文將根據長白山地區生物多樣性特征,制定量化的保護目標,通過不可替代性分析方法在系統保護規劃理論框架指導下,識別未被保護網絡覆蓋的生物多樣性高保護價值區域(保護空缺),并根據量化的人為干擾情況,針對保護空缺設計三個情景方案,即：以保護價值優先的保護方案,以搶救優先的保護方案,及以經濟發展優先的保護方案,并對各方案提出保護管理措施,為提高長白山地區自然保護網絡保護效率及山地生態區可持續發展提供科學依據。

圖1 研究區概況Fig.1 Location of study area

1 研究區概況

研究區位于吉林省東部的長白山系(40°41′N—44°30′N；125°20′E—130°20′E),總面積105151.89km2,這個地區共有2座山,8條嶺,從西到東依次為老爺嶺、哈達嶺、威虎嶺、牡丹嶺、甑峰嶺、哈爾巴嶺、盤嶺(圖1),長白山是最高山,主峰海拔2691m。該區屬于大陸性季風氣候帶,年降水量550—910mm,無霜期為120—160d,年最低溫度在1月,-28℃,最高溫度在7月,30℃。

長白山地區的珍稀瀕危物種接近300種[24],地帶性植被是以紅松和多種闊葉樹種,如椴(Tilia)、櫟(Oak)、槭(Acer)等組成的混交林。隨著海拔的增加,氣溫和降水量發生明顯變化,依次呈現不同的山地垂直分布帶,720—1100m是闊葉紅松林帶,1100—1800m是暗針葉林帶,1800—2100m為高山植被帶,2100m以上是高山苔原帶[25]。

2 研究方法

2.1 優先保護物種及保護目標

本研究優先保護物種的選擇標準至少滿足下列中的一項：(1)中國特有種；(2)中國物種紅色名錄[26]中的瀕危物種或國家Ⅰ級、Ⅱ級保護物種(3)對紅松種子擴散起傳播作用的鳥類、獸類(4)紅松的主要伴生種和長白山各垂直植被帶上的優勢種。(5)具有多種經濟價值的物種。共75個物種(附錄1),其中獸類21種、鳥類16種、植物38種。

物種瀕危程度、生境信息等來源于已出版文獻及自然保護區科考報告[26-30]。自然保護區空間分布由保護區總體規劃圖數字化得到或實地勘察描繪范圍運用地理信息系統(GIS)數字化得到。土地利用數據來源于1∶1000000中國土地利用圖[31],研究區行政區劃、道路、居民點數據來源于國家基礎地理信息中心網站中的導航地理框架數據集1∶250000全國地形數據[32],30m分辨率數字高程模型(DEM)26幅、2010年的LandsatTM衛星影像數據26幅(分辨率為30m×30m)來源于地理空間數據云[33],影像時相均集中在6月份到9月份林木生長茂盛期。植被分布根據1∶1000000中國植被圖獲得[30]。

利用上述數據,初步確定物種分布的行政縣范圍,然后根據物種生境特征確定其偏好的植被類型和海拔,在Arcgis9.3支持下疊加高程、植被類型這兩個生境圖層,以此預測各物種適宜棲息地分布,得到物種潛在分布圖[23]。

根據長白山地區生物多樣性特征咨詢專家意見,對上述保護物種的保護目標進行量化計算,公式為：

TSp=(IEn+IPr+IKp+ISp+IAr)/5[34]

TSp是物種的保護目標指數；IEn按物種的瀕危程度打分；IPr按國家保護等級和特有性打分；IKp按對闊葉紅松林恢復作用打分；ISp按獸類的空間需求打分；IAr按物種潛在棲息地面積打分,認為保護物種的稀有性通過該物種生境面積大小IAr來反映,棲息地面積小的物種應具有更高的保護優先級。

鳥類不考慮空間需求,,所以公式去掉ISp后四項取平均值。對于植物來說,公式中ISp替換為IEA,長白山地區很多植物具有藥用、色素、野菜、觀賞、油脂、纖維、蜜源、香料、野果等經濟價值,因此制定優先保護植物的保護目標時,將IEA按照植物的經濟用途打分,同時具有多種經濟用途的植物具有更高的分值。將得到的TSp值與物種的棲息地面積相乘,得到保護目標ATarget值。

2.2 地點選擇軟件

本研究按照自然地形地貌,采用Arcgis中的Hydrology分析模塊,將30m的DEM模型在細胞值2000的模式下建立集水區規劃單元,共劃分出15871個規劃單元(平均面積為6.625km2)。系統保護規劃軟件C-Plan在GIS系統支持下被用來識別優先保護網絡[35],利用規劃單元的不可替代性程度對選擇算法進行參數設置。不可替代性指在區域生物多樣性保護研究中,根據保護對象的空間分布,計算每個規劃單元在實現這些保護對象之保護目標過程中的重要性,即：體現特定規劃單元實現保護目標的可能性[18]。通過計算規劃單元的不可替代性值來體現,它是0—1范圍內的連續值,值越高,代表所在規劃單元的保護價值越高,能夠替代該規劃單元完成保護目標的其他規劃單元數量越少[34]。運行C-plan軟件前,應用ERDAS IMAGINE 9.2遙感影像處理系統,對研究區域2010年的26幅衛星遙感影像進行處理,獲取土地利用/土地覆被數據。在對原始影像進行波段合成、投影變換、幾何校正、直方圖匹配、增強、裁剪等預處理之后,對景觀類型信息進行解譯。首先通過GPS野外調查數據、森林資源二類調查數據等輔助數據人工選取訓練樣區,用最大似然比分類法對各期影像進行監督分類。然后在監督分類基礎上,加入ndvi植被指數、海拔和坡度等因子,通過專家分類器實施分類。最終將研究區分為林地、灌草叢、耕地、水田、建設用地、水體、未利用地6大類。將此分類圖矢量化,挑選出非林地,將建設用地、旱地、未利用地等非物種生境在C-plan軟件操作界面中設置成“excluded”,不參與不可替代性值計算。由于本研究不更改現有保護區的邊界,所以現有保護網絡不參與不可替代性值的計算,設置成“existing reserved”(圖2),其他規劃單元可參與優先保護網絡選址,設置成“available”。然后根據C-Plan數據格式要求,在C-Plan表格編輯器中建立數據庫。計算規劃單元的不可替代性值,并將C-Plan與ArcView3.3連接,生成不可替代性分布圖,直觀的看出研究區域的高保護價值規劃單元分布。

2.3 不同保護策略情景下的優先保護方案

不同保護策略情景下的優先保護方案以人類干擾為依據[23]。本研究選擇道路和居民點密度來作為反映人類干擾程度的指標。人為干擾對生態的威脅過程由干擾源向外輻射,其外沿緩沖區形成影響域,不同等級的干擾源對生物多樣性的影響范圍也不同。本研究根據不同的干擾源確定其影響范圍,并以如下公式計算每個規劃單元的人為干擾指數：

HTIi=(∑WijJij+WijRij)/2[36]

HTIi為第i個規劃單元的人類活動指數,Jij為第i個規劃單元中第j個居民點影響閾所占的面積百分比,Rij為第i個規劃單元中第j個道路影響閾所占的面積百分比,Wij表示不同等級居民點和道路的權重(表1)。

表1 干擾因素及權重Table 1 Disturbance factors and weight

將不可替代性值較高的規劃單元與現有保護區分布圖對比,確定現有保護網絡的保護空缺,并結合人為干擾指數,針對保護空缺設計三種不同保護策略情景下的優先保護方案,即(1)以生態價值優先的保護方案,該方案不考慮人為干擾,將高保護價值規劃單元(0.80.2),(3)以經濟發展優先的保護方案,將人類經濟活動強度高的地區剔除,即以人為干擾低而保護價值高的區域建立優先保護網絡(0.8

2.4 保護效率評估

本研究以保護貢獻值Ti來評估被保護物種在被保護區域中實現保護目標的程度,即：若一種保護對象i,分布在k個規劃單元中,并且這些規劃單元被保護,那么保護區域(由這k個規劃單元組成)對保護對象i實現其設定的保護目標的貢獻值為Ti=AProtected/ATarget,AProtected表示保護對象i在這k個規劃單元中的分布面積,ATarget為保護對象i的保護目標(2.1中已設定的)。Ti值由C-Plan軟件中“Features to Target” 模塊[35]計算獲得,Ti≥100表示保護目標實現。

3 研究結果

3.1 高保護價值規劃單元及保護空缺

可以進行保護優先網絡選址的規劃單元其不可替代性指數(Ir)被分為五個等級(表2),分布情況(圖2),其中0.8

表2 長白山地區可利用的規劃單元不可替代性值分布Table 2 Irreplaceability classification in avaliable site of Changbai Mountain

圖2 長白山地區規劃單元不可以替代性值分布Fig.2 Irreplaceability distribution of Changbai Mountain

3.2 三種不同策略需求下的保護方案

人為干擾分析結果顯示,長白山地區人為干擾強烈的規劃單元較集中分布在龍崗山、牡丹嶺、威虎嶺北部,老爺嶺西部,哈達嶺東部和龍崗山地區。這些地區有長圖線、沈吉線、梅集線等鐵路線,延吉、敦化、吉林、通化等市級居民點。

綜合上述人為干擾和保護價值情況提出三種保護策略的情景方案(圖2、圖3)：

(1)以生態價值優先的保護方案。該方案以生態保護為優先策略,不考慮人為干擾對保護效果的影響,將未納入現有保護網絡的所有高保護價值空缺地區全部保護(圖2中的GAP區域),該方案可以涵蓋所有保護對象,且具有較高的保護效率。紅松、梅花鹿等64種保護對象的生境達到100%保護。保護措施主要以新建、擴建保護區為主,位于保護區內的居民點可以考慮適當遷出。

(2)以搶救優先的保護方案(圖3)。該方案以人為干擾程度高的高保護價值空缺建立優先保護網絡,搶救這些高保護價值區域,避免物種生境因公路、鐵路威脅進一步被破壞。

(3)以經濟發展優先的保護方案(圖3)。該方案將人類經濟活動強度高的地區剔除,以人為干擾低而保護價值高的區域建立優先保護網絡,環境保護與經濟發展可同步進行。

圖3 不同情境模式的保護策略Fig.3 Conservation scenarios combined with Human disturbance

3.3 保護貢獻評估

現有保護網絡面積為17125km2,占研究區總面積的16%(圖4),長白落葉松(Larixolgensis)、豺(Cuonalpinus)等22種保護對象的生境被現有保護網絡覆蓋,實現其保護目標,占保護對象種類的32%。東北虎、梅花鹿(Cervusnippon)、紅松、遠東豹等16種保護對象的生境沒有完全被現有保護網絡覆蓋,達到保護目標的比例不足50%(附錄1)。這表明現有保護網絡保護效果仍不滿足需要,應擴大保護網絡使更多的保護對象可以實現保護目標。

圖4 保護效果對比Fig.4 Comparison of conservation efficiency

將現有保護網絡外的高保護價值規劃單元納入保護網絡(即在生態價值優先的保護情景),新保護網絡面積為27897km2,占研究區域總面積的26%,能夠使64種保護對象實現其各自的保護目標(附錄1),占保護對象總種類數的85%(一共75種保護對象),其他未能完全實現保護目標的11種保護對象,其保護貢獻值Ti也不同程度提高(圖5),能夠被更好的保護。

納入生態價值優先保護情景后所形成的新保護網絡較原已建保護網絡,其面積占研究區總面積的比例增加10%(圖4),保護對象實現其保護目標占保護對象種類數的比例較原保護網絡同比提高53%(圖4),這說明用科學的選址方法增加保護面積可提高保護網絡對保護對象的保護貢獻。

圖5 11種保護對象在現有保護網絡和優化后的保護網絡中實現保護目標情況Fig.5 Percentage of conservation target achieved by 11 protected species in the existing conservation network and after optimization additions

4 結論與討論

保護區選址方法在地理信息系統和物種生境模型的支持下得到很快的發展,選擇區域物種豐富度高的熱點地區,并結合空缺分析,可有效識別大尺度生物多樣性保護優先區[3]。系統保護規劃方法綜合保護物種、生態系統、生態過程多尺度生物多樣性特征,通過量化的保護目標對研究區域進行保護區選址,它不僅重視保護網絡的優化,更重視保護效果的實施[16],國際上該方法應用較早取得一些研究成果[18,37-39],近些年我國學者也開始嘗試將該方法應用到濕地[2,39]、森林生態系統[8,36]以及區域[23,40]、國家尺度[41-42]的保護網絡優化研究中。

不可替代性分析方法與以往多種指標反映一個地區的生物多樣性方法不同,它是一個綜合的指標,反映規劃單元在完成整體保護目標中的重要性[18]。不可替代性指數受研究區域生物多樣性特征和保護目標雙重驅動,針對不同研究區域,所選擇的保護對象應具有代表性和典型性,能夠反映當地的生物多樣性特征。本研究針對長白山地區闊葉紅松林的特點,選取的保護對象以森林植被居多,包括長白山地區瀕危、特有物種；能傳播紅松種子的生態關鍵種,如松鼠、星鴉、普通鳾；能維持闊葉紅松林生態系統穩定與平衡的食物鏈頂端的大型哺乳動物東北虎、遠東豹等；紅松的伴生種；長白山各垂直帶的建群種、優勢種等。對濕地植被、鳥類等關注較少,所以研究結果顯示山地的不可替代性較高(圖2),而河流、濕地、草原等其他生態系統類型并不突出,由此可見,基于不可替代性的生物多樣性保護規劃方法具有很高的靈活性和一定的主觀性,保護對象選擇以及保護目標的設定差異會導致不同的研究結果。在今后的研究過程中選取保護對象時應考慮的更加全面,確保研究結果的客觀性?？紤]到長白山地區居民以采挖藥用、蜜源等經濟植物為生計的現實,本研究在設定植物的保護目標時,將經濟價值作為了一個指標,若這些經濟植物的生境得到保護,同時也能減弱人為干擾對其他物種生境的破壞。優化后的保護網絡面積27897km2,占研究區總面積的百分比較現有保護網絡所占比例提高10%,可使85%的保護對象(64種)達到保護目標,而現有保護網絡,此比例僅有32%(34種)(圖4),提高了53%,這說明保護效率的提高與保護面積增加有關,但保護效率的增加量遠大于保護面積的增加量,我們僅需要將那些不可替代性值高的規劃單元納入保護網絡,就可以大大增加保護效率,這正是我們研究意義所在。

針對人為干擾情況,設計不同策略的三種保護網絡優化方案,應根據實際情況和決策需要確定實施計劃,分期調整。以搶救優先的保護方案,人為干擾強烈,應及時建立保護區及生態廊道,特別是長白山東部地區跨境廊道,加強物種在中俄、中朝幾個國家破碎化生境之間自由遷徙、擴散和基因交流。針對人為干擾和生態威脅進行嚴格管理,制定完善的管理措施,避免森林砍伐、盜獵、采藥、過度旅游和基礎設施及城市化擴張引起的生物多樣性喪失。生態價值優先的保護方案,未考慮人為干擾的影響,該方案的保護措施以新建、擴建保護區為主,位于保護區內的居民點可以考慮適當遷出,并建立完善的生態補償機制,根據資源、資金、政策情況延緩建立保護區的時限,有選擇的先建立起一些保護區,但必須制定相應措施控制人為干擾的進一步惡化。以經濟發展優先的保護方案,保護網絡分布在長白山海拔較高、人煙稀少的地區,生態環境保持在比較原始的狀態,這些保護空缺應給予長期監測,盡量維持其現有的生物多樣性水平。

森林生態系統優先保護網絡體系優化,不僅與這一地區的生物多樣性豐富程度密切相關,還與森林生態系統所提供的生態系統服務價值、氣候變化趨勢、保護區建設管理成本、歷史文化多樣性等有緊密聯系[34,43],這些因素未在本文中深入研究,將生態系統服務價值和建立保護區的機會成本、土地成本、政府政策等納入系統保護規劃[2],分別構建與生物多樣性相結合的保護網絡,是未來研究的方向。森林生物多樣性保護規劃應考慮全面的生態脆弱性評估指標[34]。本文受資料限制,僅選擇了公路、居民點兩項人為干擾因素作為生態脆弱性評估的代表指標,希望在今后的研究中,可加入其他諸如氣候、水資源、森林覆蓋率、外來物種入侵、人口密度、人均GDP、人均耕地面積、城市化、污染狀況、水電站開發、森林采伐、放牧、旅游、農業擴張和政策效應等生態脆弱性指標[44-46],建立更加合理有效的生態脆弱性評估體系。