尚國琲，馬景濤，劉雨博，焦新穎,3，王 鵬

(1.河北地質(zhì)大學土地科學與空間規(guī)劃學院，河北 石家莊 050031；2.河北交通職業(yè)技術學院，河北 石家莊 050035；3.中國科學院地理科學與資源研究所，北京 100101)

生態(tài)保護紅線劃定對促進國家可持續(xù)發(fā)展、推進生態(tài)文明建設、實現(xiàn)碳達峰碳中和戰(zhàn)略具有十分重要的現(xiàn)實意義[1]。2011年，國務院發(fā)布的《國務院關于加強環(huán)境保護重點工作的意見》首次提出劃定生態(tài)保護紅線。2017年7月，環(huán)境保護部辦公廳和發(fā)展改革委辦公廳共同印發(fā)《生態(tài)保護紅線劃定指南》。2018年底全國范圍內(nèi)的生態(tài)保護紅線劃定基本完成，劃定成果基本錨定了生態(tài)保護價值高的區(qū)域和紅線的邊界范圍，但在劃定過程中仍存在因人類活動與生態(tài)空間沖突頻繁導致的劃定不盡，劃定不實、部門沖突等問題，為此各級政府進一步開展了生態(tài)保護紅線評估調(diào)整工作[2]。

2017年前，生態(tài)保護紅線劃定處于理論方法探索階段。燕守廣等人在區(qū)域生態(tài)環(huán)境現(xiàn)狀及敏感性評估的基礎上，通過分析生態(tài)系統(tǒng)服務功能重要性將江蘇省劃分成15類生態(tài)紅線區(qū)域[3]。鄭華等闡述了生態(tài)紅線的基本內(nèi)涵，并分析了建立生態(tài)紅線制度面臨的問題[4]。林勇等人對生態(tài)保護紅線劃定的理論和技術進行了探討，并指出了生態(tài)保護紅線劃定技術的研究方向[5]。馬世發(fā)等人以湖南省為例，通過“自上而下”的國土空間生態(tài)安全骨架分析和基于遙感與 GIS 的“自下而上”定量評價，探索了省級生態(tài)保護紅線劃定方法[6]。王云才等人探討了以生態(tài)網(wǎng)絡規(guī)劃成果為基礎的生態(tài)紅線劃定方法[7]。丁雨賝等人提出了基于生態(tài)敏感性和生態(tài)服務價值的山地區(qū)域生態(tài)保護紅線方法[8]。2017年后，全國范圍的生態(tài)保護紅線劃定開始推進，相關研究在大量工作實踐的基礎上逐漸過渡到多數(shù)據(jù)、多角度、多系統(tǒng)、多尺度的生態(tài)紅線劃定方法上來。劉軍會[9]、遲妍妍[10]等人從生態(tài)系統(tǒng)服務功能重要性和敏感性評價角度分別識別劃定了京津冀地區(qū)生態(tài)保護紅線；孔令橋等人基于流域水文路徑分析劃定了長江流域生態(tài)保護紅線[11]；柏松等人采用多源遙感數(shù)據(jù)、氣象站點及太陽輻射站點等數(shù)據(jù)，從水源涵養(yǎng)功能價值的角度探討了四川省生態(tài)紅線劃定方法[12]；張雪飛等人以福建省為例，探討了省級空間規(guī)劃中自上而下的生態(tài)空間和生態(tài)保護紅線劃分方法[13]；楊小艷等人提出了基于土地利用生態(tài)因子耐受度的連云港生態(tài)保護紅線劃定方法[14]。2018年以來，隨著生態(tài)保護紅線劃定工作的完成及后續(xù)評估調(diào)整工作的開展，生態(tài)保護紅線評估研究逐漸增多。侯鵬[15]、徐夢佳[16]等人分別以保障自然生態(tài)安全空間、生態(tài)系統(tǒng)服務功能安全貢獻度和生態(tài)資產(chǎn)價值角度對其研究區(qū)進行了生態(tài)保護紅線劃定評估。徐德琳等人提出生態(tài)保護紅線保護成效評估的基本思路并構建評估指標體系[17]；吳楠等人基于InVEST模型對安徽省生態(tài)保護紅線區(qū)進行了生境退化風險評估[18]；燕守廣等人探索了基于土地利用與景觀格局的生態(tài)保護紅線生態(tài)系統(tǒng)健康評價方法[19]。齊靜等將地方特征納入指標體系對重慶市生態(tài)保護紅線成效進行了評估[20]。李怡等基于InVEST和MCR模型對生態(tài)安全格局進行有效性評價，繼而提出奉新縣生態(tài)保護紅線優(yōu)化方案[21]。

綜合以上研究發(fā)現(xiàn)：在研究內(nèi)容上，對生態(tài)保護紅線劃定的技術方法探討較多，對生態(tài)保護紅線評估優(yōu)化的研究較少，特別是對生態(tài)保護紅線優(yōu)化的研究較少；在研究方法上，較多強調(diào)生態(tài)環(huán)境保護，較少考慮區(qū)域經(jīng)濟發(fā)展需求，導致大量的人類活動用地被劃入紅線，在制約經(jīng)濟發(fā)展的同時也增加了生態(tài)保護紅線實施和管控的難度；在研究尺度上，以區(qū)域、省、市、流域等宏觀、中觀尺度研究為主，對區(qū)縣尺度的研究較少，生態(tài)紅線內(nèi)的地類矛盾沖突，在較大尺度下并不明顯，在區(qū)縣級尺度下，由于面積的縮小，往往會出現(xiàn)明顯的地類沖突。生態(tài)紅線劃定工作中存在的劃定不盡、劃定不實、部門沖突等問題，其根源是經(jīng)濟社會發(fā)展空間與生態(tài)環(huán)境保護空間的沖突。生態(tài)保護紅線的劃定一方面應保證應劃盡劃，提升生態(tài)系統(tǒng)服務功能；另一方面應盡可能將人類活動強度較高區(qū)域調(diào)出，在提高生態(tài)保護紅線可操作性的同時提供經(jīng)濟社會發(fā)展空間。為此，本研究采用人類活動強度空間化方法，以人類擾動指數(shù)疊加地形因子，探索構建以人類活動強度為基礎的區(qū)縣尺度生態(tài)保護紅線調(diào)整優(yōu)化框架，以求平衡區(qū)域生態(tài)環(huán)境保護與社會經(jīng)濟發(fā)展，推進區(qū)域可持續(xù)發(fā)展。

1 研究區(qū)概況

萬全區(qū)位于河北省張家口市西北部，東經(jīng)114°20′～114°50′，北緯 40°40′～40°17′，距首都北京200km，是重要的首都水源涵養(yǎng)區(qū)和生態(tài)環(huán)境支撐區(qū)。萬全區(qū)位于山地平原過渡地帶，地形形態(tài)受地質(zhì)構造和巖性的緊密制約，南北自然縱坡為1/30～1/200，東西自然縱坡為1/100～1/1000，北部高中山區(qū)海拔高程在1200～1800m之間，中部丘陵區(qū)在800～1200m之間，南部川區(qū)在600～800m之間，形成了北高南低的總趨勢，河川區(qū)盆地面積317.95km2，丘陵淺山區(qū)面積200.8km2，山區(qū)面積642.73km2，特殊的自然地理條件和區(qū)位條件使其在陸域生態(tài)紅線的劃定上具有典型性和重要性。

圖1 研究區(qū)行政區(qū)劃圖

2 數(shù)據(jù)來源與研究方法

2.1 研究框架

人類活動強度一般被定義為一定空間內(nèi)受人類生產(chǎn)建設活動影響而產(chǎn)生的擾動程度[22-23]，相關研究方法分為空間化和非空間化兩種，空間化方法可以更具體更直觀地表現(xiàn)出人類活動強度的分布、遷移等特征[24]。土地類型變化法運用遙感解譯土地利用數(shù)據(jù)，通過地類的變化衡量人類活動強度的變化，是最為常用的方法之一。趙國松等基于土地利用類型的測算生態(tài)系統(tǒng)綜合人類擾動指數(shù)，可以清晰刻畫人類對生態(tài)系統(tǒng)的擾動程度[25-27]。但人類擾動指數(shù)是以土地利用現(xiàn)狀為基礎數(shù)據(jù)得出的，表征當下土地利用結構不變情況下的人類活動特征，而土地利用受到歷史原因、規(guī)劃、政策等影響。相比之下地形因子更具穩(wěn)定性，對未來土地利用結構影響極大，可以豐富人類活動強度評價指標，提高科學性，因此本研究引入地形因子與人類擾動指數(shù)空間疊加構建評價體系。高程、坡度、起伏度對人類活動限制較為明顯[15-16]，是國土空間開發(fā)適宜性評價的重要影響因素[28]，因此選取高程、坡度、起伏度作為地形因子納入分析框架。

圖2 生態(tài)保護紅線評估優(yōu)化研究框架圖

生態(tài)保護紅線的劃定首先要保障其生態(tài)服務功能，而生態(tài)系統(tǒng)完整性是生態(tài)系統(tǒng)發(fā)揮生態(tài)服務功能的前提。生態(tài)系統(tǒng)完整性評價可以用來評價自然生態(tài)受人為活動干擾的程度和其維持自然狀態(tài)的程度，是評估生態(tài)服務功能的重要方式[29]。生態(tài)系統(tǒng)完整性評價一般包括生物完整性指數(shù)評價體系(Index of Biotic Integrity, IBI)、三級法評估框架(Three Level Approach,TLA)和生態(tài)系統(tǒng)完整性評估框架(Ecosystem Integrity Assessment Framework, EIAF)三種評價體系[30]。其中，三級法評估框架中的遠程型評價及快速型評價具有成本低廉、靈活性高、適應性強的特點，更適合反復繁雜的生態(tài)保護紅線評估調(diào)整工作，景觀格局指數(shù)評價法是較為常用的遠程型評價方法。

基于以上分析，提出以下研究思路：首先引入地形因子與人類擾動指數(shù)進行空間疊加構建人類活動強度空間化評價指標體系，對生態(tài)保護紅線進行人類活動強度評價；其次，以人類活動強度評價閾值為基礎進行生態(tài)紅線圖斑處理，對接相關規(guī)劃的項目和設施數(shù)據(jù)，將生態(tài)重要性圖斑及自然保護地納入生態(tài)保護紅線，保證應劃盡劃，邊界優(yōu)化后形成新的生態(tài)保護紅線；最后進行生態(tài)完整性驗證，以景觀格局指數(shù)對生態(tài)保護紅線優(yōu)化成果進行前后對比，確保生態(tài)完整性的正向變化。

2.2 數(shù)據(jù)來源

本研究遙感影像數(shù)據(jù)為2019年高分二號高分辨率遙感影像，分辨率10m×10m，空間參考為CGCS2000_3_Degree_GK_Zone_38；張家口市萬全區(qū)原生態(tài)保護紅線數(shù)據(jù)來源于京津冀生態(tài)保護紅線公示成果；高程數(shù)據(jù)使用10m×10m分辨率DEM數(shù)字高程模型數(shù)據(jù)；土地利用現(xiàn)狀數(shù)據(jù)由遙感影像的人機交互式解譯獲取。

2.3 研究方法

2.3.1 人類擾動指數(shù)測算

根據(jù)調(diào)整工作的現(xiàn)實需要，除了各類必須調(diào)出的項目用地和設施用地外，矛盾最為突出的是林地、耕地、其他現(xiàn)狀用地、建設用地與生態(tài)保護紅線的沖突。因此選取未利用地、林地、耕地、其他現(xiàn)狀用地、建設用地為指標。借鑒相關研究成果[25-27]，設林地的人類擾動分級指數(shù)為1，耕地、其他現(xiàn)狀用地的人類擾動指數(shù)為2，建設用地的人類擾動分級指數(shù)為3，將這四種以外地類的人類擾動指數(shù)設為0，最后以加權求和方法計算區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)綜合人類擾動指數(shù)，計算公式如下:

(1)

ADI為生態(tài)系統(tǒng)綜合人類擾動指數(shù)(簡稱人類擾動指數(shù))，Ei為第i級生態(tài)系統(tǒng)面積所占百分比，Bi為第i級生態(tài)系統(tǒng)人類擾動分級指數(shù)。在生態(tài)保護紅線中，人類擾動指數(shù)越高，則認為人類活動對生態(tài)系統(tǒng)的影響越大，對生態(tài)服務功能的威脅性更高，需要進行調(diào)整；反之，人類擾動指數(shù)越低，人類生產(chǎn)建設活動對生態(tài)系統(tǒng)的影響越小，對生態(tài)服務功能的威脅越低，更利于生態(tài)保護紅線的管控。

2.3.2 人類活動強度評價體系構建

選取高程、坡度、起伏度疊加人類擾動指數(shù)共四種指標構建人類活動強度評價體系。評價單元的綜合得分是生態(tài)保護紅線調(diào)整優(yōu)化的基礎，評價單元的得分越高，說明管控難度越高，越需要調(diào)整。本研究通過ArcGIS空間統(tǒng)計方法，采用加權求和計算最終的優(yōu)化指數(shù)。計算公式如下：

(2)

T代表生態(tài)保護紅線內(nèi)各評價單元優(yōu)化指數(shù)的綜合得分，n代表第i個評價指標因子，Ci對應i指標因子的分值，Wi代表對應i指標因子的權重。根據(jù)萬全區(qū)實際情況，采用專家打分法對各類指標進行指標賦值(見表1)。

2.3.3 景觀格局指數(shù)評價

景觀格局指數(shù)評價主要采用斑塊密度(PD)和平均斑塊面積(MPS)定量分析景觀的破碎化程度，采用平均形狀指數(shù)(MSI)、面積加權平均形狀指數(shù)(AWMSI)以及面積加權平均分形維數(shù)(AWMPFD)反應斑塊形狀特征，作為人類活動對景觀格局影響的表征[31]。

斑塊密度(PD)值越大，景觀破碎化程度越高，兩者成正比；平均斑塊面積(MPS)值越大，景觀破碎化程度越低，兩者成反比。計算公式如下：

(3)

(4)

式中N為景觀斑塊總數(shù)量，m為景觀斑塊類型數(shù)，n為i景觀中所有斑塊個數(shù)，aij為景觀類型i中斑塊j的面積。

平均形狀指數(shù)(MSI)、面積加權平均形狀指數(shù)(AWMSI)以及面積加權平均分形維數(shù)(AWMPFD)都可以反映斑塊復雜性，面積加權平均分形維數(shù)(AWMPFD)相較于大部分景觀格局指數(shù)與面積變化的相關性更高，更能體現(xiàn)空間上的斑塊復雜性[32]。計算公式如下：

(5)

(6)

(7)

式中pij為景觀類型i中斑塊j的周長，A為景觀總面積。

3 結果分析

3.1 萬全區(qū)原生態(tài)保護紅線評價

按照河北省《生態(tài)保護紅線評估調(diào)整原則》的矛盾處理要求，利用ArcGIS軟件將原生態(tài)保護紅線疊加土地利用現(xiàn)狀數(shù)據(jù)，發(fā)現(xiàn)耕地沖突425.44hm2、林地沖突19322.67hm2(其中人工商品林沖突6784.89hm2)、其他現(xiàn)狀用地927.10hm2、建設用地46.19hm2。萬全區(qū)地處山地平原過渡地帶，自東南向西北地形呈梯度上升，建設用地矛盾基本處于平原區(qū)，且屬于細小擦邊問題；耕地與其他現(xiàn)狀用地矛盾面積不大，但分布較為離散；人工商品林矛盾基本處于山區(qū)，多分布于紅線內(nèi)部。

基于耕地、林地、其他現(xiàn)狀用地、建設用地四種地類，利用ArcGIS采取500m×500m評價單元進行萬全區(qū)人類擾動指數(shù)計算，柵格重分類像元采用100m×100m，生成人類擾動指數(shù)分布圖(圖3)及生態(tài)保護紅線內(nèi)人類擾動指數(shù)分布圖(圖4)。全區(qū)總像元數(shù)為115210個，人類擾動指數(shù)低于0.4的像元57569個，占比49.97%；大于0.6的像元32454個，占比28.17%；大于0.8的像元4664個，僅占比4.05%，主要位于萬全區(qū)城區(qū)及部分建制鎮(zhèn)中心區(qū)域。萬全區(qū)原生態(tài)保護紅線共28607個像元，紅線內(nèi)人類擾動指數(shù)多數(shù)小于0.4，大于0.4的像元共2908個，占全紅線區(qū)域總面積的10.17%。

圖3 萬全區(qū)人類擾動指數(shù)分布圖

圖4 萬全區(qū)區(qū)生態(tài)保護紅線內(nèi)人類擾動指數(shù)分布圖

人類活動強度柵格影像像元延續(xù)人類擾動指數(shù)研究采用100m×100m，基于評價指標利用ArcGIS軟件進行空間分析，將高程、坡度、起伏度及人類擾動指數(shù)進行分值重分類后加權求和，可得萬全區(qū)人類活動強度分布(圖5)，萬全區(qū)生態(tài)保護紅線內(nèi)人類活動強度分布(圖6)。圖像中分值越高的區(qū)域，受人類生產(chǎn)建設影響越高，未來管控難度越大，越需要進行調(diào)整。研究結果表明萬全區(qū)整體人類活動強度格局為南高北低，東西向分布較為均勻，零散分布的高分值圖斑基本位于各鄉(xiāng)鎮(zhèn)政府所在地。全區(qū)低于60分像元共48602個，占全區(qū)總面積的42.19%，占比較高；大于90分的地區(qū)集中分布在平原區(qū)，共14110個像元，占全區(qū)總面積的12.25%。生態(tài)保護紅線內(nèi)人類活動強度分值大于80分像元460個，占比1.61%，比重極??；小于60分的像元共22546個，占紅線總面積的78.81%。

圖5 研究區(qū)人類活動強度分布圖

圖6 生態(tài)保護紅線內(nèi)人口活動強度分布圖

3.2 萬全區(qū)生態(tài)保護紅線優(yōu)化

從評價結果看，分值較高的區(qū)域基本位于坡度變換的地理邊界處，圖斑中心有零碎高分值斑塊。提取所有60分以上的圖斑與現(xiàn)狀圖斑進行屬性識別，發(fā)現(xiàn)大部分圖斑是各種矛盾地類。為保證“天窗”的減少、生態(tài)系統(tǒng)連通性和完整性的增加，本研究將大于60分的邊界圖斑與現(xiàn)狀圖層銜接后進行調(diào)出處理。在此基礎上與土地利用規(guī)劃進行銜接，確定需要調(diào)出的風電項目、光伏項目、礦產(chǎn)資源開發(fā)項目以及輸電線路設施。隨著各類矛盾圖斑的調(diào)出，生態(tài)保護紅線會產(chǎn)生細碎斑塊，根據(jù)河北省《生態(tài)保護紅線評估調(diào)整原則》，將低于1km2斑塊全部扣除。依據(jù)“雙評價”結果，將生態(tài)重要性圖斑及自然保護地納入生態(tài)保護紅線，保證應劃盡劃。最后結合遙感影像進行邊界優(yōu)化處理。評估優(yōu)化調(diào)整后萬全區(qū)生態(tài)保護紅線總面積為240.35km2，占全區(qū)總面積的20.73%(見圖7)。

圖7 萬全區(qū)優(yōu)化后生態(tài)保護紅線圖

3.3 景觀格局指數(shù)檢驗

對萬全區(qū)原生態(tài)保護紅線進行生態(tài)系統(tǒng)完整性測算，斑塊密度(PD)和平均斑塊面積(MPS)分別為0.2237、4.4698，平均形狀指數(shù)(MSI)、面積加權平均形狀指數(shù)(AWMSI)以及面積加權平均分形維數(shù)(AWMPFD)分別為3.4356、3.9278、1.1532。對萬全區(qū)生態(tài)保護紅線的優(yōu)化成果進行生態(tài)系統(tǒng)完整性測算，斑塊密度(PD)和平均斑塊面積(MPS)分別為0.1123、8.9019，平均形狀指數(shù)(MSI)、面積加權平均形狀指數(shù)(AWMSI)以及面積加權平均分形維數(shù)(AWMPFD)分別為3.2888、3.9352、1.1556。優(yōu)化后PD降低0.1114，MPS增加4.4321，破碎度顯著降低；MSI、AWMSI、AWMPFD數(shù)值整體趨于平衡，生態(tài)系統(tǒng)復雜性程度未發(fā)生較大變化，基本格局未發(fā)生改變。

表2 景觀格局指數(shù)分析

4 討論與結論

4.1 討論

經(jīng)濟社會發(fā)展與生態(tài)環(huán)境保護的沖突是生態(tài)保護紅線劃定中的難點，如何處理人類活動空間和生態(tài)保護空間的矛盾是生態(tài)保護紅線劃定的關鍵。本文運用人類活動空間化方法，將人類活動強度作為生態(tài)紅線評估調(diào)整的重要依據(jù)，彌補了以往生態(tài)紅線劃定中僅從生態(tài)系統(tǒng)服務功能出發(fā)而忽略區(qū)域經(jīng)濟社會發(fā)展訴求的不足，有助于緩解生態(tài)環(huán)境保護和經(jīng)濟社會發(fā)展的矛盾，促進可持續(xù)發(fā)展。以科學數(shù)值作為調(diào)整依據(jù)彌補了現(xiàn)階段生態(tài)保護紅線調(diào)整方案過于機械、調(diào)整作業(yè)過于主觀的缺陷。由于人類生產(chǎn)建設活動越頻繁、強度越高的地區(qū)，生態(tài)保護紅線管控越困難，按照人類活動強度評分減少生態(tài)保護紅線中人類活動用地，降低了生態(tài)紅線的管控難度。萬全區(qū)地處山地平原緩沖區(qū)，以其作為研究對象也一定程度上彌補了生態(tài)保護紅線評估優(yōu)化區(qū)縣尺度研究的不足，可為萬全區(qū)生態(tài)保護紅線優(yōu)化提供依據(jù)，為其他地形復雜地區(qū)區(qū)縣生態(tài)保護紅線優(yōu)化提供參考。

本研究尚存在一些不足，采用DEM數(shù)字高程模型數(shù)據(jù)為10m×10m分辨率，計算數(shù)據(jù)采用為100m×100m分辨率，精度較小且前后分辨率存在不匹配問題，研究的精度有待進一步提高。本研究構建的生態(tài)保護紅線人類活動強度評價體系，需要結合當?shù)鼐唧w訴求以及省市級生態(tài)保護紅線評估調(diào)整要求，可為生態(tài)保護紅線調(diào)整提供參考，但不能直接進行調(diào)整。本研究主要將人類生產(chǎn)建設活動對生態(tài)環(huán)境的影響強度作為調(diào)整依據(jù)，未將其它方面的指標納入評價體系中，生態(tài)保護紅線人類活動強度評價體系評價指標較少，有待進一步深入探究，增加生態(tài)保護紅線優(yōu)化的科學性。

4.2 結論

本研究基于人類擾動指數(shù)，結合坡度、起伏度、高程構建人類活動強度空間化評價體系，提出了一個具有剛性約束，能夠區(qū)分地形，且簡便易操作的生態(tài)保護紅線優(yōu)化框架。研究結果表明，萬全區(qū)生態(tài)保護紅線劃定成果中大部分地區(qū)人類擾動指數(shù)在0.4以下，高于0.4的區(qū)域大多位于平原村鎮(zhèn)及附近區(qū)域，說明萬全區(qū)生態(tài)保護紅線劃定成果基本滿足遠離人類聚落的管控要求。全域人類活動強度分布南高北低，東西向分布較為均勻，零散分布的高分值圖斑多為各鄉(xiāng)鎮(zhèn)政府所在地，生態(tài)保護紅線內(nèi)人類活動強度評分大部分在60分以下。為減少“天窗”，保障生態(tài)保護紅線的圖斑連通性和生態(tài)系統(tǒng)的完整性，以60分作為調(diào)整閾值，對邊界圖斑進行處理。經(jīng)過現(xiàn)狀銜接、上下協(xié)調(diào)、應劃盡劃、邊界修整等步驟后，確定萬全區(qū)優(yōu)化后生態(tài)保護紅線總面積為240.35km2，占全區(qū)總面積的20.73%。優(yōu)化后PD降低0.1114，MPS增加4.4321，破碎度顯著降低；MSI、AWMSI、AWMPFD數(shù)值整體趨于平衡，生態(tài)保護紅線基本格局未發(fā)生改變，生態(tài)系統(tǒng)服務功能有所提升。