一种基于多维度生态评估的自然保护地边界优化方法
——以三江源国家公园黄河源园区为例

李业涵 刘 楠 吴雪飞

1 背景

科学准确地划定自然保护地边界是设立保护地标准的首要前提，其与保护管理策略的制定与实施及建设项目的设置有着密切的关系。边界也是其他各类规划与国家公园规划进行衔接、协调的唯一空间参照[1]。目前部分自然保护地仍存在边界不清等问题[2]。既往自然保护地边界划定方法大多是基于专家决策[3]，侧重于保护生物多样性[4]，这种从单一物种层面保护目标出发的划界结果不能确保自然保护地的生态系统完整性[5]。除此之外，为了便于管理，一般会依据行政区划来划界，例如三江源国家公园黄河源园区边界大部分以玛多县的行政边界直接划定，园区边界外有许多类似的自然本底并未纳入其中，出现了自然保护的真空地带，不利于该区域的整体保护[1]。

2 基于生态系统服务、生态效益及保护成本评估的自然保护地边界优化方法

国内外自然保护研究的关注重点逐渐从生物多样性转移到生态系统服务(Ecosystem Service，ES)[6-7]。与物种层面的保护方法相比，由于可以容纳更全面且多样化的信息[8]，ES层面的保护方法受到广泛认可。除此之外，基于ES的保护项目比单纯基于生物多样性的保护项目更容易吸引保护资金[9-11]。

本研究对具备间接使用价值[12]的重要生态系统服务进行综合评估，基于此确定总体自然边界。供给ES和文化ES具备直接使用价值[12]，它们是实现自然保护地可持续保护的重要内生动力[13]。当前的许多自然保护地受到严格监管，传统生计被禁止，然而爱知生物多样性目标的第11项强调，当地居民有必要公平地受益于自然保护[14]，权衡生计与自然保护是十分重要的挑战[15]，所以考虑以食物供给为代表的生态产品供给ES作为确定管理边界的依据之一，有助于提高保护地管理政策的可持续性[14]。2017年发布的《建立国家公园体制总体方案》和2019年发布的《关于建立以国家公园为主体的自然保护地体系的指导意见》2份文件中均指出，游憩机会是自然保护地为公众提供的服务和功能之一[16]，但其在近些年来被极大忽视。研究评估了以生态系统游憩服务(Recreational Ecosystem Services，RES)为代表的文化ES，将其作为确定管理边界的另一依据，有助于实现可持续保护目标[16]。

扩大自然保护地的保护范围可以有效阻止自然资源的过度利用，但成本较高[6]，目前各种保护行动的成本很少被量化[17]，保护成本对于政策制定者而言至关重要[18]，因此必须同时考虑成本与生态效益。保护成本一般包括经济成本和时间成本，本研究用人为干扰恢复自然状态所需的时间来衡量保护成本。基于生态效益与保护成本评估权衡的结果，研究在总体自然边界的基础上确定核心生态边界。以生物多样性和ES双保护为目标，综合评估ES、生态效益及保护成本，提出一种自然保护地边界评估优化方法，以三江源国家公园黄河源园区(Huanghe River Source Park，HRSP)为例，将其现有边界优化为涵盖总体自然边界、核心生态边界和管理边界的多重边界。

2.1 ES评估方法

2.1.1 基于InVEST(Integrated Valuation of Ecosystem Services and Trade-offs)模型评估碳储存及生境质量ES

InVEST模型碳储存模块通过不同的土地利用/土地覆被(Land Use/Land Cover，LULC)类型的碳密度和面积计算得到碳储量。InVEST碳储存模型基于LULC类型计算4种碳库的碳储存总量：

式中，C为LULC类型单位面积的碳储量之和；Cabove、Cbelow、Csoil、Cdead分别为地上生物、地下生物、土壤、枯落物碳密度；Ctotal为生态系统总碳储量；k为LULC类型；Ak为k的面积。

InVEST模型生境质量模块根据威胁因子对生境完整性的影响距离、影响权重等及生境对威胁因子的敏感性建立每种生境与威胁因子之间的关系并构建关系矩阵，从而计算生境质量指数。

计算公式如下：

式中，Qxj为LULC类型中栅格的生境质量；Dxj为LULC类型j中斑块x的生境威胁水平；Hj为LULC类型的生境适宜性；k为半饱和常数，在模块默认设置为0.5；Wr为胁迫因子的权重；βx为栅格x的可达性值；Sjr为生境类型j对胁迫因子r的敏感性，Sjr越接近1，说明越敏感；irxy为栅格y的胁迫因子r对生境栅格x的胁迫程度；irxyl和irxye分别为线性和指数衰减求取的栅格y的胁迫值对栅格x的胁迫程度；dxy为第r类威胁因子的最大威胁距离。

2.1.2 基于SWAT(Soil and Water Assessment Tool)模型评估水源涵养ES

模型首先基于数字高程模型(DEM)划分子流域，生成水文响应单元(Hydrological Response Unit，HRU)，并计算每个HRU上的产流量，然后计算出子流域水平上的地表径流、侧向径流、地下径流对主河道的贡献量，最后在汇流阶段中，由各个子流域通过河道汇流到总出水口，这个过程中会存在一定的损失量，除此之外，由于研究区域特殊，在水源涵养总量计算过程中需要考虑积雪融化量。

通过以下公式计算水源涵养总量：

式中，TR为子流域水平上的总径流对主河道的贡献量；SR、LF、UR分别为地表径流、侧向径流、地下径流对主河道的贡献量；TC为汇流总量；WL为河道汇流损失水量；Wtotal为水源涵养总量；Wsnowmelt为积雪融化量。

2.1.3 基于草地载畜量评估食物供给ES

草地为人类提供畜牧业产品，本研究利用草地载畜量测度食物供给ES[19]。按中华人民共和国农业行业标准(NY/T 635—2015)，草地载畜量的计算公式如下：

式中，Qs为理论草地载畜量；Ym为草地产草量(kg/hm2)；Ut为牧草利用率：70%；Co为草地可利用率：91.45%；Ha为草地可食牧草比率：80%；Sf为每只羊的日食量(kg)：4；Df为牧草干鲜比：1/3；Gt为放牧天数：365[20]。

2.1.4 基于综合美学指数(Composite Aesthetic Index，CAI)评估RES

由于地表覆盖和景源点是RES形成的重要因素[21-22]，研究使用基于以上二者组成的CAI来评估研究区RES：

式中，LCI、SNI分别为土地覆盖和奇异自然景观的美学指数(Aesthetic index，AI)。

首先，提取河流及山脊线作为障碍要素，进行景源点(地质遗迹资源点与景观资源点)的距离累积分析，再根据每个像元与景源点的距离分级[23]，结合配对比较法，确定各类土地覆盖和奇异自然景观的AI[24](表1)。

表1 景观美学指数

2.2 生态效益及保护成本评估方法

2.2.1 基于生态增强因子(Enhancement Factor[25]，EF)评估生态效益

EF为生态增强因子，用来评估调整现有保护地边界产生的生态效益。EF在本研究中包含2个效益指数：

式中，EF1为通过区块兼并对原有自然保护地的景观结构与连通度等带来的正效益，通过以下公式计算：

式中，A为面积；P为周长；ΔA/P为面积周长比增加率；ΔS为形状特征改变率；S为形状特征规则度。

EF2是基于生态位适宜度机理模型[9，26]设置的，其是通过兼并区块增加的4种代表性珍稀濒危物种[27](藏原羚Procapra picticaudata、藏野驴Equus kiang、藏羚羊Tibetan antelope、野牦牛Bos mutus)的适宜栖息地面积而带来的正效益。增加的适宜栖息地面积基于4种物种的分布偏好环境特征[28]进行空间叠加得出。通过以下公式计算：

式中，ΔHa为增加的重要栖息地面积进行归一化后得到的值。

2.2.2 基于生物完整性等级(Degree of Biological Integrity[25]，DBI)评估保护成本

生物完整性(Biological Integrity)是衡量生态健康和功能的一个概念，是评估人类活动对自然系统影响的一种手段[29]。生物完整性程度指数是各种类型人为改造恢复自然状态所需的时间。α型人为改造：对于没有导致植物分生组织物理移除的人为改造(例如天然牧草的利用)，自然恢复时间的最小年限定为5年；β型人为改造：对于植物造成中等程度伤害的人为改造(例如森林火灾)，自然恢复时间的最小期限定为50年；γ型人为改造：对于导致整个植物体物理移除的人为改造(例如耕作、森林砍伐、工交建设用地等)，自然恢复时间的最小期限定为500年；δ型人为改造：导致非生物环境物理损害的人为干扰(例如矿业活动)自然恢复时间的最小期限定为5 000年。

DBI可以用如下公式计算：

式中，Ax%为x型人为改造的LULC的百分比。

2.3 边界优化方法

在ArcGIS中等权重空间叠加碳储存、生境质量、水源涵养ES综合评估结果并进行重分类，将它们分为3类：高、中、低，以子流域为单元，将评估结果为“高”的子流域i纳入现有边界，形成总体自然边界。

研究将生态效益高且保护成本低的子流域纳入核心生态边界。需进一步进行成本效益分析，计算子流域的EF和DBI，将成本效益值f(i)由高至低排序，筛选纳入f(i)较高(前2/3)的子流域，从而在总体自然边界内确定核心生态边界。

成本效益值f(i)用如下公式计算：

式中，f(i)为第i个子流域的成本效益值；EFi和DBIi分别为第i个子流域的生态效益和保护成本。

对于处在总体自然边界范围内、核心生态边界外的子流域被纳入管理边界，研究基于食物供给ES和RES的评估结果对其进一步确定分区：食物供给ES评估结果为“高”(前1/3)的子流域，划定为传统生计功能区；RES评估结果为“高”(前1/3)的子流域，划定为游憩功能区。

3 基于多维度综合评估的三江源国家公园黄河源园区边界优化

3.1 研究区域

研究区域包含曲麻莱县、称多县、玛多县、达日县、玛沁县(图1)，总面积167 290.92km2，海拔为2 972～6 203m。主要生态系统有高寒草原、高寒草甸、高寒沼泽湿地三大生态系统[30]。气温和降水均为从西北向东南呈递增的趋势。年均气温5℃左右，季节性冻土广泛，冬季有积雪，研究区域东部有阿尼玛卿雪山常年积雪，部分积雪季节性融化。HRSP位于研究区域范围内，面积为19 389.91km2。

图1 研究区域

长江、黄河和澜沧江起源于三江源地区，其具有大量的河流、湖泊、沼泽和湿地，是我国最大的水源涵养生态功能区。该地区碳储量变化对整体气候变化起着极大的调节作用。除此之外，由于过度放牧等人类活动导致了原生植被数量减少、湿地面积锐减等生态问题，给生物多样性带来了负面影响。

3.2 数据来源

案头调查的数据包含：数据高程模型(DEM)、CFSR气象数据[31]、三江源产草量栅格数据集[32]、2010年青海省土地覆被数据[33]、HWSD土壤数据[34]、地质遗迹资源点、景观资源点。田野调查于2019年6月进行：1)对案头调研中获取土地覆被数据进行勘误；2)勘察记录研究区域内所有的人为干扰点(工矿用地等)。

3.3 基于ES综合评估结果确定总体自然边界

3.3.1 ES综合评估结果

评估水源涵养ES。生成研究区域子流域(图1)，基于SWAT模型及公式(4)计算得出水源涵养总量(图2)。

图2 水源涵养ES

评估碳储存ES。本研究所使用的碳密度参数[35-38]从既往西部地区的相关研究中获得，碳密度与研究区域LULC结合形成研究区域的碳库表(表2)，本研究将植被地上碳库与植被地下碳库整合为总植被碳库，运行模型计算得到研究区域碳储存总量(图3)。

表2 LULC碳库

图3 碳储存ES

评估生境质量ES。将威胁因子源数据、各威胁因子对生境完整性的影响距离、影响权重及影响方式[39-42](表3)，以及各LULC类型的生境适宜性和对威胁因子的敏感性[39-42](表4)输入模型，运算输出生境质量ES评估结果(图4)。

表3 威胁因子的影响距离、权重和衰减方式

表4 各类LULC的生境适宜性和对威胁因子的敏感性

图4 生境质量ES

3.3.2 总体自然边界

叠加上述3项ES评估结果，得到3项重要的ES综合评估结果(图5)。ES功能极重要、重要、一般重要的分别占研究区域总面积的28%、33.1%、28.8%。将ES综合评估结果与HRSP边界和约古宗列、阿尼玛卿自然保护区现有边界进行叠加分析，约古宗列自然保护区为史料中记载的黄河正源所在地，在科研与历史精神价值方面具有重要意义，生态系统文化服务较高。研究区域内综合ES重要的21个子流域纳入HRSP，将它们编号(i)为0～20，确定总体自然边界(图8)，总体自然边界的面积为45 394.18km2。

图5 ES综合评估结果

3.4 基于DBI和EF评估结果确定核心生态边界

3.4.1 DBI和EF评估结果

首先基于各子流域内的人为干扰导致的LULC变化的面积，通过公式(10)计算21个子流域的DBI(表5)。然后通过公式(6)计算与HRSP毗邻的10个子流域的EF1(表6)，其中非毗邻的子流域的EF1为0。接着使用公式(9)计算得到EF2(表7)。最后根据公式(7)计算21个子流域的EF(表7)。

表5 综合ES重要的21个子流域的人为改造类型和DBI

表6 与HRSP毗邻的10个区块的EF1

表7 综合ES重要的21个子流域EF2、EF、DBI、f(i)

3.4.2 核心生态边界

由于具有最严格的保护政策，HRSP的现有边界也为核心生态边界的一部分。根据公式(11)计算各子流域的f(i)(表7)确定纳入HRSP核心生态边界的子流域有：2、3、4、5、7、8、11、12、13、14，总共增加16 772.80km2，核心生态边界(图8)的总面积为36 162.71km2。

3.5 确定管理边界内部分区

3.5.1 食物供给ES和RES评估结果

根据公式(5)，使用三江源地区的草地产草量，估算得出理论载畜量，得出食物供给ES(图6)。

图6 食物供给ES

根据表1确定LCI和SNI，然后根据公式(6)计算出CAI，得出RES(图7)。

图7 RES

3.5.2 管理边界

将总体自然边界范围内，核心生态边界外的7个子流域0、1、6、9、10、15、16确定为管理边界的范围(图8)，管理边界总面积为9 231.45km2。

图8 多重边界

分区统计每个子流域的食物供给E S 和RES，并使用自然断点分级法分为3个等级(高、中、低)，食物供给ES为“高”的3个子流域(1、9、10)为确定管理边界内的当地居民传统生计功能区。RES为“高”的3个子流域(6、15、16)确定管理边界内的游憩功能区。

4 结论与讨论

4.1 结论

厘清自然保护地边界是整合优化自然保护地体系的首要任务。对于已经设置边界的自然保护地，应该评估生物多样性与ES是否均得到完全保护，并基于评估结果进行边界优化，以最大程度实现双保护目标。本研究以完善与加强ES保护为导向，综合评估生态效益与保护成本，提出了一种自然保护地边界优化方法，并以三江源国家公园黄河源园区为例优化调整其边界，为实现兼顾生物多样性与ES的可持续保护提供新思路。

4.2 讨论

使用InVEST、SWAT等模型，通过综合评估水源涵养、碳储存、生境质量ES，确定了总体自然边界，以实现生态系统完整性保护。总体自然边界内应该禁止对生态系统造成巨大甚至不可逆破坏的活动，例如采矿等。为了区分总体自然边界内部不同区域的保护力度，研究以DBI和EF为测度指标，评估了总体自然边界内的保护成本与效益，将成本最低、效益最高的地区确定为核心生态边界，以实现高效、低成本保护。核心生态边界内需采取最严格的管理措施，严禁任何形式的经济发展活动，例如伐木、放牧、基础设施建设等。

核心生态边界以外的区域被确定为管理边界，管理边界内部允许适当的人为活动，可以开展适当的生产、游憩和生活活动。研究评估了食物供给ES和RES，确定传统生计和游憩功能区，有助于实现其可持续发展与保护。

本研究还存在一些局限。ES的供给和需求均影响着自然保护地的边界划定及分区，在今后的研究中应考虑评估ES需求，通过半结构化访谈等方式获取更多当地利益相关者对于生态、生产、生活等的需求信息。此外，由于ES的供给和需求存在时空差异，还需考虑非当地利益相关者需求，以实现更广泛、更可持续的管理目标。

注：文中图片均由作者绘制。

致谢：感谢国家林业和草原局西北调查规划设计院、青海省林业和草原局在实地调研与资料搜集方面的支持。