一種基于多維度生態評估的自然保護地邊界優化方法
——以三江源國家公園黃河源園區為例

李業涵 劉 楠 吳雪飛

1 背景

科學準確地劃定自然保護地邊界是設立保護地標準的首要前提，其與保護管理策略的制定與實施及建設項目的設置有著密切的關系。邊界也是其他各類規劃與國家公園規劃進行銜接、協調的唯一空間參照[1]。目前部分自然保護地仍存在邊界不清等問題[2]。既往自然保護地邊界劃定方法大多是基于專家決策[3]，側重于保護生物多樣性[4]，這種從單一物種層面保護目標出發的劃界結果不能確保自然保護地的生態系統完整性[5]。除此之外，為了便于管理，一般會依據行政區劃來劃界，例如三江源國家公園黃河源園區邊界大部分以瑪多縣的行政邊界直接劃定，園區邊界外有許多類似的自然本底并未納入其中，出現了自然保護的真空地帶，不利于該區域的整體保護[1]。

2 基于生態系統服務、生態效益及保護成本評估的自然保護地邊界優化方法

國內外自然保護研究的關注重點逐漸從生物多樣性轉移到生態系統服務(Ecosystem Service，ES)[6-7]。與物種層面的保護方法相比，由于可以容納更全面且多樣化的信息[8]，ES層面的保護方法受到廣泛認可。除此之外，基于ES的保護項目比單純基于生物多樣性的保護項目更容易吸引保護資金[9-11]。

本研究對具備間接使用價值[12]的重要生態系統服務進行綜合評估，基于此確定總體自然邊界。供給ES和文化ES具備直接使用價值[12]，它們是實現自然保護地可持續保護的重要內生動力[13]。當前的許多自然保護地受到嚴格監管，傳統生計被禁止，然而愛知生物多樣性目標的第11項強調，當地居民有必要公平地受益于自然保護[14]，權衡生計與自然保護是十分重要的挑戰[15]，所以考慮以食物供給為代表的生態產品供給ES作為確定管理邊界的依據之一，有助于提高保護地管理政策的可持續性[14]。2017年發布的《建立國家公園體制總體方案》和2019年發布的《關于建立以國家公園為主體的自然保護地體系的指導意見》2份文件中均指出，游憩機會是自然保護地為公眾提供的服務和功能之一[16]，但其在近些年來被極大忽視。研究評估了以生態系統游憩服務(Recreational Ecosystem Services，RES)為代表的文化ES，將其作為確定管理邊界的另一依據，有助于實現可持續保護目標[16]。

擴大自然保護地的保護范圍可以有效阻止自然資源的過度利用，但成本較高[6]，目前各種保護行動的成本很少被量化[17]，保護成本對于政策制定者而言至關重要[18]，因此必須同時考慮成本與生態效益。保護成本一般包括經濟成本和時間成本，本研究用人為干擾恢復自然狀態所需的時間來衡量保護成本?；谏鷳B效益與保護成本評估權衡的結果，研究在總體自然邊界的基礎上確定核心生態邊界。以生物多樣性和ES雙保護為目標，綜合評估ES、生態效益及保護成本，提出一種自然保護地邊界評估優化方法，以三江源國家公園黃河源園區(Huanghe River Source Park，HRSP)為例，將其現有邊界優化為涵蓋總體自然邊界、核心生態邊界和管理邊界的多重邊界。

2.1 ES評估方法

2.1.1 基于InVEST(Integrated Valuation of Ecosystem Services and Trade-offs)模型評估碳儲存及生境質量ES

InVEST模型碳儲存模塊通過不同的土地利用/土地覆被(Land Use/Land Cover，LULC)類型的碳密度和面積計算得到碳儲量。InVEST碳儲存模型基于LULC類型計算4種碳庫的碳儲存總量：

式中，C為LULC類型單位面積的碳儲量之和；Cabove、Cbelow、Csoil、Cdead分別為地上生物、地下生物、土壤、枯落物碳密度；Ctotal為生態系統總碳儲量；k為LULC類型；Ak為k的面積。

InVEST模型生境質量模塊根據威脅因子對生境完整性的影響距離、影響權重等及生境對威脅因子的敏感性建立每種生境與威脅因子之間的關系并構建關系矩陣，從而計算生境質量指數。

計算公式如下：

式中，Qxj為LULC類型中柵格的生境質量；Dxj為LULC類型j中斑塊x的生境威脅水平；Hj為LULC類型的生境適宜性；k為半飽和常數，在模塊默認設置為0.5；Wr為脅迫因子的權重；βx為柵格x的可達性值；Sjr為生境類型j對脅迫因子r的敏感性，Sjr越接近1，說明越敏感；irxy為柵格y的脅迫因子r對生境柵格x的脅迫程度；irxyl和irxye分別為線性和指數衰減求取的柵格y的脅迫值對柵格x的脅迫程度；dxy為第r類威脅因子的最大威脅距離。

2.1.2 基于SWAT(Soil and Water Assessment Tool)模型評估水源涵養ES

模型首先基于數字高程模型(DEM)劃分子流域，生成水文響應單元(Hydrological Response Unit，HRU)，并計算每個HRU上的產流量，然后計算出子流域水平上的地表徑流、側向徑流、地下徑流對主河道的貢獻量，最后在匯流階段中，由各個子流域通過河道匯流到總出水口，這個過程中會存在一定的損失量，除此之外，由于研究區域特殊，在水源涵養總量計算過程中需要考慮積雪融化量。

通過以下公式計算水源涵養總量：

式中，TR為子流域水平上的總徑流對主河道的貢獻量；SR、LF、UR分別為地表徑流、側向徑流、地下徑流對主河道的貢獻量；TC為匯流總量；WL為河道匯流損失水量；Wtotal為水源涵養總量；Wsnowmelt為積雪融化量。

2.1.3 基于草地載畜量評估食物供給ES

草地為人類提供畜牧業產品，本研究利用草地載畜量測度食物供給ES[19]。按中華人民共和國農業行業標準(NY/T 635—2015)，草地載畜量的計算公式如下：

式中，Qs為理論草地載畜量；Ym為草地產草量(kg/hm2)；Ut為牧草利用率：70%；Co為草地可利用率：91.45%；Ha為草地可食牧草比率：80%；Sf為每只羊的日食量(kg)：4；Df為牧草干鮮比：1/3；Gt為放牧天數：365[20]。

2.1.4 基于綜合美學指數(Composite Aesthetic Index，CAI)評估RES

由于地表覆蓋和景源點是RES形成的重要因素[21-22]，研究使用基于以上二者組成的CAI來評估研究區RES：

式中，LCI、SNI分別為土地覆蓋和奇異自然景觀的美學指數(Aesthetic index，AI)。

首先，提取河流及山脊線作為障礙要素，進行景源點(地質遺跡資源點與景觀資源點)的距離累積分析，再根據每個像元與景源點的距離分級[23]，結合配對比較法，確定各類土地覆蓋和奇異自然景觀的AI[24](表1)。

表1 景觀美學指數

2.2 生態效益及保護成本評估方法

2.2.1 基于生態增強因子(Enhancement Factor[25]，EF)評估生態效益

EF為生態增強因子，用來評估調整現有保護地邊界產生的生態效益。EF在本研究中包含2個效益指數：

式中，EF1為通過區塊兼并對原有自然保護地的景觀結構與連通度等帶來的正效益，通過以下公式計算：

式中，A為面積；P為周長；ΔA/P為面積周長比增加率；ΔS為形狀特征改變率；S為形狀特征規則度。

EF2是基于生態位適宜度機理模型[9，26]設置的，其是通過兼并區塊增加的4種代表性珍稀瀕危物種[27](藏原羚Procapra picticaudata、藏野驢Equus kiang、藏羚羊Tibetan antelope、野牦牛Bos mutus)的適宜棲息地面積而帶來的正效益。增加的適宜棲息地面積基于4種物種的分布偏好環境特征[28]進行空間疊加得出。通過以下公式計算：

式中，ΔHa為增加的重要棲息地面積進行歸一化后得到的值。

2.2.2 基于生物完整性等級(Degree of Biological Integrity[25]，DBI)評估保護成本

生物完整性(Biological Integrity)是衡量生態健康和功能的一個概念，是評估人類活動對自然系統影響的一種手段[29]。生物完整性程度指數是各種類型人為改造恢復自然狀態所需的時間。α型人為改造：對于沒有導致植物分生組織物理移除的人為改造(例如天然牧草的利用)，自然恢復時間的最小年限定為5年；β型人為改造：對于植物造成中等程度傷害的人為改造(例如森林火災)，自然恢復時間的最小期限定為50年；γ型人為改造：對于導致整個植物體物理移除的人為改造(例如耕作、森林砍伐、工交建設用地等)，自然恢復時間的最小期限定為500年；δ型人為改造：導致非生物環境物理損害的人為干擾(例如礦業活動)自然恢復時間的最小期限定為5 000年。

DBI可以用如下公式計算：

式中，Ax%為x型人為改造的LULC的百分比。

2.3 邊界優化方法

在ArcGIS中等權重空間疊加碳儲存、生境質量、水源涵養ES綜合評估結果并進行重分類，將它們分為3類：高、中、低，以子流域為單元，將評估結果為“高”的子流域i納入現有邊界，形成總體自然邊界。

研究將生態效益高且保護成本低的子流域納入核心生態邊界。需進一步進行成本效益分析，計算子流域的EF和DBI，將成本效益值f(i)由高至低排序，篩選納入f(i)較高(前2/3)的子流域，從而在總體自然邊界內確定核心生態邊界。

成本效益值f(i)用如下公式計算：

式中，f(i)為第i個子流域的成本效益值；EFi和DBIi分別為第i個子流域的生態效益和保護成本。

對于處在總體自然邊界范圍內、核心生態邊界外的子流域被納入管理邊界，研究基于食物供給ES和RES的評估結果對其進一步確定分區：食物供給ES評估結果為“高”(前1/3)的子流域，劃定為傳統生計功能區；RES評估結果為“高”(前1/3)的子流域，劃定為游憩功能區。

3 基于多維度綜合評估的三江源國家公園黃河源園區邊界優化

3.1 研究區域

研究區域包含曲麻萊縣、稱多縣、瑪多縣、達日縣、瑪沁縣(圖1)，總面積167 290.92km2，海拔為2 972～6 203m。主要生態系統有高寒草原、高寒草甸、高寒沼澤濕地三大生態系統[30]。氣溫和降水均為從西北向東南呈遞增的趨勢。年均氣溫5℃左右，季節性凍土廣泛，冬季有積雪，研究區域東部有阿尼瑪卿雪山常年積雪，部分積雪季節性融化。HRSP位于研究區域范圍內，面積為19 389.91km2。

圖1 研究區域

長江、黃河和瀾滄江起源于三江源地區，其具有大量的河流、湖泊、沼澤和濕地，是我國最大的水源涵養生態功能區。該地區碳儲量變化對整體氣候變化起著極大的調節作用。除此之外，由于過度放牧等人類活動導致了原生植被數量減少、濕地面積銳減等生態問題，給生物多樣性帶來了負面影響。

3.2 數據來源

案頭調查的數據包含：數據高程模型(DEM)、CFSR氣象數據[31]、三江源產草量柵格數據集[32]、2010年青海省土地覆被數據[33]、HWSD土壤數據[34]、地質遺跡資源點、景觀資源點。田野調查于2019年6月進行：1)對案頭調研中獲取土地覆被數據進行勘誤；2)勘察記錄研究區域內所有的人為干擾點(工礦用地等)。

3.3 基于ES綜合評估結果確定總體自然邊界

3.3.1 ES綜合評估結果

評估水源涵養ES。生成研究區域子流域(圖1)，基于SWAT模型及公式(4)計算得出水源涵養總量(圖2)。

圖2 水源涵養ES

評估碳儲存ES。本研究所使用的碳密度參數[35-38]從既往西部地區的相關研究中獲得，碳密度與研究區域LULC結合形成研究區域的碳庫表(表2)，本研究將植被地上碳庫與植被地下碳庫整合為總植被碳庫，運行模型計算得到研究區域碳儲存總量(圖3)。

表2 LULC碳庫

圖3 碳儲存ES

評估生境質量ES。將威脅因子源數據、各威脅因子對生境完整性的影響距離、影響權重及影響方式[39-42](表3)，以及各LULC類型的生境適宜性和對威脅因子的敏感性[39-42](表4)輸入模型，運算輸出生境質量ES評估結果(圖4)。

表3 威脅因子的影響距離、權重和衰減方式

表4 各類LULC的生境適宜性和對威脅因子的敏感性

圖4 生境質量ES

3.3.2 總體自然邊界

疊加上述3項ES評估結果，得到3項重要的ES綜合評估結果(圖5)。ES功能極重要、重要、一般重要的分別占研究區域總面積的28%、33.1%、28.8%。將ES綜合評估結果與HRSP邊界和約古宗列、阿尼瑪卿自然保護區現有邊界進行疊加分析，約古宗列自然保護區為史料中記載的黃河正源所在地，在科研與歷史精神價值方面具有重要意義，生態系統文化服務較高。研究區域內綜合ES重要的21個子流域納入HRSP，將它們編號(i)為0～20，確定總體自然邊界(圖8)，總體自然邊界的面積為45 394.18km2。

圖5 ES綜合評估結果

3.4 基于DBI和EF評估結果確定核心生態邊界

3.4.1 DBI和EF評估結果

首先基于各子流域內的人為干擾導致的LULC變化的面積，通過公式(10)計算21個子流域的DBI(表5)。然后通過公式(6)計算與HRSP毗鄰的10個子流域的EF1(表6)，其中非毗鄰的子流域的EF1為0。接著使用公式(9)計算得到EF2(表7)。最后根據公式(7)計算21個子流域的EF(表7)。

表5 綜合ES重要的21個子流域的人為改造類型和DBI

表6 與HRSP毗鄰的10個區塊的EF1

表7 綜合ES重要的21個子流域EF2、EF、DBI、f(i)

3.4.2 核心生態邊界

由于具有最嚴格的保護政策，HRSP的現有邊界也為核心生態邊界的一部分。根據公式(11)計算各子流域的f(i)(表7)確定納入HRSP核心生態邊界的子流域有：2、3、4、5、7、8、11、12、13、14，總共增加16 772.80km2，核心生態邊界(圖8)的總面積為36 162.71km2。

3.5 確定管理邊界內部分區

3.5.1 食物供給ES和RES評估結果

根據公式(5)，使用三江源地區的草地產草量，估算得出理論載畜量，得出食物供給ES(圖6)。

圖6 食物供給ES

根據表1確定LCI和SNI，然后根據公式(6)計算出CAI，得出RES(圖7)。

圖7 RES

3.5.2 管理邊界

將總體自然邊界范圍內，核心生態邊界外的7個子流域0、1、6、9、10、15、16確定為管理邊界的范圍(圖8)，管理邊界總面積為9 231.45km2。

圖8 多重邊界

分區統計每個子流域的食物供給E S 和RES，并使用自然斷點分級法分為3個等級(高、中、低)，食物供給ES為“高”的3個子流域(1、9、10)為確定管理邊界內的當地居民傳統生計功能區。RES為“高”的3個子流域(6、15、16)確定管理邊界內的游憩功能區。

4 結論與討論

4.1 結論

厘清自然保護地邊界是整合優化自然保護地體系的首要任務。對于已經設置邊界的自然保護地，應該評估生物多樣性與ES是否均得到完全保護，并基于評估結果進行邊界優化，以最大程度實現雙保護目標。本研究以完善與加強ES保護為導向，綜合評估生態效益與保護成本，提出了一種自然保護地邊界優化方法，并以三江源國家公園黃河源園區為例優化調整其邊界，為實現兼顧生物多樣性與ES的可持續保護提供新思路。

4.2 討論

使用InVEST、SWAT等模型，通過綜合評估水源涵養、碳儲存、生境質量ES，確定了總體自然邊界，以實現生態系統完整性保護?？傮w自然邊界內應該禁止對生態系統造成巨大甚至不可逆破壞的活動，例如采礦等。為了區分總體自然邊界內部不同區域的保護力度，研究以DBI和EF為測度指標，評估了總體自然邊界內的保護成本與效益，將成本最低、效益最高的地區確定為核心生態邊界，以實現高效、低成本保護。核心生態邊界內需采取最嚴格的管理措施，嚴禁任何形式的經濟發展活動，例如伐木、放牧、基礎設施建設等。

核心生態邊界以外的區域被確定為管理邊界，管理邊界內部允許適當的人為活動，可以開展適當的生產、游憩和生活活動。研究評估了食物供給ES和RES，確定傳統生計和游憩功能區，有助于實現其可持續發展與保護。

本研究還存在一些局限。ES的供給和需求均影響著自然保護地的邊界劃定及分區，在今后的研究中應考慮評估ES需求，通過半結構化訪談等方式獲取更多當地利益相關者對于生態、生產、生活等的需求信息。此外，由于ES的供給和需求存在時空差異，還需考慮非當地利益相關者需求，以實現更廣泛、更可持續的管理目標。

注：文中圖片均由作者繪制。

致謝：感謝國家林業和草原局西北調查規劃設計院、青海省林業和草原局在實地調研與資料搜集方面的支持。