资源枯竭型城市生态保护修复关键区识别研究: 以江西省大余县为例

张晓平，胡紫红，危小建,黄耀文

(东华理工大学测绘工程学院，江西 南昌 330013)

资源枯竭型城市是指资源型城市的矿产资源开发进入晚期和衰退期，剩余可被开采的储量日益减少[1]，我国于2008、2009和2012年先后分3批确定了69个资源枯竭型城市(县、区)。由于长期以来的资源开采，资源枯竭型城市生态环境和耕地质量逐渐下降，土壤面临盐碱化和沙化风险，引发一系列矛盾[2-3]，矿产资源开采带来的生态空间减少、景观稳定性降低、生态功能退化等生态问题并非类型单一或局部存在[4]，影响了区域土地利用格局且制约了城市转型发展[5]。在生态文明建设背景下，从区域生态景观整体性角度识别生态保护修复关键区，不仅可以实现区域生态安全格局的宏观构建，也可以统筹矿产资源的开发利用和促进城市的转型发展。

目前，针对已出现或正在发生的生态问题开展的生态保护修复研究较为常见，如围绕煤矿废弃地的生态修复[6]、淡水湖泊退化生态系统的修复[7]、水土流失综合治理[8]等，也不乏区域尺度生态保护修复工程或相关工程技术方法的实施研究[9-10]。近年来，潜在国土空间生态保护修复点识别逐渐受到关注，一般研究遵循先识别生态源地、构建生态网络，再探讨生态保护修复关键区的思路。生态源地识别考虑景观连通性[11]或通过生态系统服务价值评估识别生态源地[12]。生态网络研究采用的方法有形态空间格局分析法[13-15]、最小累计阻力模型法[16-17]、最小费用距离模型法[18-19]和电路理论[20-21]。在生态保护修复关键区方面，王回茴等[22]利用生态安全格局和电路理论识别工矿用地修复障碍点和“夹点”，并按照优先修复程度设置分级修复方案；苏冲等[23]利用最小累计阻力模型和电路理论模型识别障碍点和“夹点”，并从山水林田湖草角度提出优先修复方案；方莹等[4]结合最小累计阻力模型和电路理论识别障碍点、“夹点”、断裂点和破碎生态空间关键区。已有研究为国土空间生态保护修复关键区识别提供了参考思路和常用方法借鉴，但在生态源地识别时如何多因素综合考虑，以及如何契合山水林田湖草一体化保护修复要求进行关键区系统修复上有待进一步深入研究和拓展，对资源枯竭型城市的研究也相对缺乏。

为此，该研究拟以资源枯竭型城市江西省大余县为研究区，尝试综合考虑生境质量、景观连接度和生态系统服务价值识别生态源地，并基于景观生态学视角构建生态空间安全格局，运用电路理论识别生态保护修复关键区，划分生态保护修复类型并提出保护修复策略，以期为大余县生态保护修复及生态安全格局构建提供决策参考。

1 研究区及数据来源

1.1 研究区概况

大余县处于江西省的西南边缘(25°15′～25°37′ N，114°00′～114°44′ E)，面积1 368 km2，常住人口约31万。县域内西部地势高，东部地势低，属于典型的南、西、北环山,东部敞开的丘陵盆地；全县四季气候分明，自然环境优越。县境西北部山脉因地质构造运动形成钨矿床，长期的矿产资源开采引发了一系列地形地貌景观破坏、土地资源破坏、地质灾害、含水层破坏、水土污染等地质环境问题。2012年大余县被国家发展和改革委员会、原国土资源部、财政部等单位评定为资源枯竭型城市。截至目前，大余县共有矿山59个，其中废弃矿山13个，持证矿山46个；持证矿山中地下开采矿山26个，露天开采矿山20个。

1.2 数据来源与处理

研究所用数据包括：(1)土地利用数据，来源于大余县2018年土地利用变更调查数据(1∶10 000)，转为30 m的栅格数据，同时将林地、草地、水域划分为生态用地，用于生境质量评价、生境风险评估运算。(2)交通数据包括大余县高速公路和铁路分布数据，来源于Open Street Map 数据平台(http:∥www.openstreetmap.org/)，用来与生态廊道一同构建网络数据集,来判断关键区中的生态断裂点。(3)DEM数据，来源于地理空间数据云(http:∥www.gscloud.cn/)，分辨率为30 m，运用ArcGIS 10.5软件提取坡度和起伏度。(4)遥感影像数据选取2017年8月20日的Landsat-8 OLI数据，云量为2.42%，运用ENVI 5.1软件进行归一化指数NDVI提取，作为生态阻力面构建的植被覆盖度因子。

2 研究思路与方法

依据生态安全格局-关键区-保护修复类型区策略开展大余县生态保护修复关键区识别。首先，综合考虑斑块生境质量、生境风险、景观连接度和生态系统服务价值,选取生态源地；其次，综合土地利用、高程和遥感影响数据设置阻力面，基于阻力面和生态源地构建生态安全格局；最后，基于生态安全格局识别“夹点”、障碍点、断裂点和破碎生态空间，结合土地利用数据，提取关键点所处位置或周围一定范围,形成关键区，依据各关键区土地利用类型划分生态保护修复类型区，提出各类型区相应的保护修复策略(图1)。

2.1 生态安全格局构建方法

2.1.1生态源地识别

生态源地识别综合了生境质量评价、生境风险评估、景观连接度评价和生态系统服务价值评估4个方面，其步骤如下：

(1)生境质量测算

基于InVEST 模型中的Habitat Quality模型，将30 m土地利用现状栅格数据与威胁源建立联系，根据不同生境对威胁源的响应程度计算得到生境质量值[24]。该文主要从每种威胁的相对影响、每种生境类型对每种威胁的相对敏感度、栖息地与威胁源之间的距离3个方面考虑威胁源对栖息地的响应程度。根据InVEST模型指南以及推荐的参考值和相关研究确定模型的各类参数；结合大余县的自然条件，将林地、草地和水域定义为生境，其他用地定义为非生境；确定水田、旱地、城镇、村庄、其他建设用地、裸地为生境斑块的威胁源。生境质量值(Qxj)计算公式如下：

Qxj=Hj×[1-Dxjz/(Dxjz+kz)]。

(1)

式(1)中，Hj为j地类的生境适宜度；Dxj为地类j中的栅格x的生境退化度；k为半包和参数，即退化度最大值的一半；z为模型默认参数。

(2)生境风险评估

生境风险评估模型常用于评价人类活动给海岸带生态系统带来的威胁，也适用于陆地生态系统。生境风险评估模型中生境因子和威胁源与生境质量模型中一致，模型参数设置参考模型指南。生境因子受威胁程度、威胁因子的威胁程度、生态风险的计算公式如下：

(2)

(3)

(4)

(5)

式(2)～(5)中，E为生境因子暴露于威胁因子的程度;N为每种生境的评价标准数量;ei为威胁因子i的所有斑块平均生态威胁程度得分;di为数据质量得分;wi为每个栅格的威胁得分；C为生境因子暴露于威胁因子的后果;ci为威胁因子对生境因子i的所有斑块造成生态威胁影响程度得分；Rij为威胁因子j对生境因子i造成的风险；Ri为生境因子i的生态风险值。

(3)综合生境质量

运用生境风险修正生境质量,得到综合生境质量，即综合生境质量=初始生境质量×(100-生境风险)。将综合生境质量采用自然断点法分为最低、低、中等、高、最高5类。

(4)景观连接度分析

景观连接度能够反映种群在破碎生境间迁移的难易度，保持良好的景观连接度可促进源地斑块内的物种迁移，有利于基因流动和扩散[22-23]。目前，常用的景观连接度指数有整体连通性、可能连通性和斑块重要性等[25]。运用ConeforSensinode 2.6软件，选择斑块重要性(dPC)景观指数将斑块连通距离阈值设置为300 m，连通的概率设为0.5，对斑块面积大于10 hm2的生态用地进行景观连接度评价；其次基于前人研究对dPC采取自然断点法进行分级(10类)[26]。从综合生境质量最高级斑块中剔除dPC最低级斑块，剩余斑块作为初步生态源地。

(5)生态系统服务价值评估

生态系统服务价值评估方法较统一，结果易于比较。根据国内外关于生态系统服务价值评估的研究成果和研究方法[27-29]，将生态系统服务价值划分为气体调节、气候调节、水源涵养、土壤形成与保护、废物处理、生物多样性维持、食物生产、原材料生产、休闲娱乐共9类。根据价值系数法，将单位面积生态系统服务价值系数与土地利用覆被面积相乘，求出相应生态系统的服务价值。但生态系统的生态功能大小与研究区生态系统的生物量密切相关，因此运用谢高地等[30]提出的“我国不同省份农田生态系统生物量因子”对研究区生态系统服务价值的价值系数进行修正，公式如下所示：

(6)

式(6)中，V为某地区生态系统服务价值总值，万元；m为某省份对应生物量修正因子；j为某生态系统类型；Aj为j类生态系统的面积，km2；r为某类型生态系统对应的某种服务功能类型；Erj为j类型生态系统中i服务功能的单价，万元·km-2。依据自然断点法将生态系统服务价值从低到高分为5级，将最高3级定为最终生态源地。

2.1.2生态阻力面构建

生态阻力面反映景观生态功能和生态空间过程的趋势与可能[31]，选取土地利用类型、坡度、起伏度和植被覆盖度(NDVI)4个指标，运用最小累计阻力模型共同构建综合生态阻力面[32-34]。

(7)

式(7)中，RMC为区域内生态过程中的累计阻力大小；f为累计阻力值与生态要素流动时的正相关关系；Lij为空间景观单元i到生态源地j的欧式距离；ri为景观单元i对某目标单元运动扩散的阻力系数。利用ArcGIS 10.5软件中的Linkage Mapper 2.0 Toolbox识别生态廊道。

表1 综合生态阻力面因子权重与系数

2.2 生态保护修复关键区识别方法

2.2.1生态“夹点”识别

生态“夹点”是MCRAE等[35]基于电路理论提出的概念，“夹点”是生态廊道中电流值较高的区域，承担景观连通性关键点的同时，也面临较大的生态退化或损失风险；电流密度越密集，表明物种通过该区域在栖息地间运动的可能性比较高或者没有其他可以选择的替代路径，因此应作为生态保护修复的关键区。以生态廊道构建结果为基础，利用Linkage Mapper 2.0 Toolbox的Pinchpoint Mapper模块对生态“夹点”进行识别。该模块将“夹点”之间具有一定“宽度”的生态廊道当作一个导电体，将一个生态源地接地，其他所有生态源地分别输入1 A的电流，然后进行迭代运算，得到通过每个像元的累计电流值，电流值较大的区域即为整个区域的“夹点”地区。研究通过设置不同的“宽度”来判断“夹点”位置是否改变，进而确定“宽度”为2 km。

2.2.2生态障碍点识别

生态障碍点是指物种迁移时受到阻碍的区域，修复后会显著提升生态源地之间的连通性[16,36-37]。基于生态廊道构建结果，利用Linkage Mapper 2.0 Toolbox的Barrier Mapper模块对生态障碍点进行识别，该模块通过使用移动窗口搜索计算移除障碍点后的累计电流恢复值对连通性影响最大的区域进行识别，在该模块中累计电流恢复值与景观连通性大小成正比。研究通过调整搜索半径判断障碍点位置是否改变，确定搜索半径为200 m。

2.2.3生态断裂点识别

生态断裂点为大型交通道路(铁路和高速公路)与生态廊道的交点，其切断了景观连接度，对生物流动的畅通和安全性造成威胁。研究通过将大型交通要道与生态廊道一同构建网络数据集，识别两者的交点作为生态断裂点。

2.2.4破碎生态空间识别

破碎生态空间由森林砍伐、农业垦殖、城市化、工业化等多方面因素引起，生态空间破碎化不仅会降低生物多样性，也加重了自然灾害和生态环境污染。对上述综合生境质量最高级的生态用地斑块进行生态系统服务价值测算，并将其生态系统服务价值由低到高分为5级，将最低级生态用地斑块识别为破碎生态空间。

3 结果与分析

3.1 生态源地

生态源地不仅是景观生态过程要素，也是生态要素流动和生态系统提供服务价值的起源点[38]。利用生境质量模型和生境风险评估模型确定大余县综合生境质量〔图2(a)〕。大余县综合生境质量水平较高，总体呈现以城镇为中心向外增高的趋势，其中质量高的区域主要位于县域内的各自然保护地，低值区域主要分布于城镇及其周边。生态源地具有一定的景观连通性，故将综合生境质量根据自然断点法由低到高分为5级，选取综合生境质量最高级的斑块进行景观连接度分析，将景观连接度结果根据自然断点法分为10级，剔除最低级斑块，将剩余斑块作为初步生态源地，共得到207.65 km2初步生态源地区域。生态源地具有提供服务价值的功能，考虑生态源地的生态系统服务价值，在初步生态源地的基础上测算各斑块的生态系统服务价值，将生态系统服务价值较高的斑块作为研究区的最终生态源地。基于生态系统服务价值评估，共筛选出55个生态源地〔图2(b)〕，总面积147.36 km2，占全县土地总面积的10.96%，包括林地、水域和草地，占生态用地面积的13.19%。

3.2 生态阻力面和生态廊道

根据最小累计阻力模型得到大余县综合生态阻力，高阻力地区分布在城镇及矿区，主要原因是城镇人类活动集中，矿区地质灾害敏感性最高，人类活动与自然灾害阻碍景观生态过程的发展〔图2(c)〕。基于生态源地和综合阻力，利用最小累计阻力模型和Linkage Mapper模块构建生态廊道构建综合生态阻力面、识别出生态廊道，形成大余县生态安全格局。大余县生态廊道共计69条，连接各生态源地，最小耗费路径总长度643.26 km。从廊道分布格局来看，整体呈现“两横五纵”的空间分布特征〔图2(d)〕。

3.3 生态保护修复关键区

3.3.1生态“夹点”

利用Pinchpoint Mapper模块，通过计算廊道内栅格的电流强度识别生态“夹点”，大余县生态廊道电流密度〔图2(e)〕由蓝色到深红色逐渐增强，高累计电流深红色区域为生态“夹点”,是区域生态保护、修复的关键区之一。研究共识别出生态“夹点”区域共有12处，共计20.89 km。其中最长为5.89 km，最短为0.71 km，待修复生态“夹点”区域中2处位于河流廊道上。“夹点”与土地利用现状叠加，将包含“夹点”的图斑设置为“夹点”关键区，其中林地和河流比重最大，耕地面积最小。河流廊道受污染物排放超过其自净能力，故生态退化风险较高；林地和耕地受矿区地下开采沉陷风险较大，此外耕地也受农业面源污染影响增加了退化风险。

3.3.2生态障碍点

生态障碍点是指生物在生态源地间运动受到阻碍的区域，利用Barrier Mapper模块，通过计算栅格内移除障碍点后累计恢复电流值识别生态障碍点，大余县土地移除障碍点后累计电流恢复值〔图2(f)〕由蓝到深红色逐渐增大，累计电流恢复值最大的区域为生态障碍点区域。研究共识别生态障碍点共13处〔图2(d)〕，多位于研究区西部，其中7处位于生态廊道与生态源地的接壤处，对生态源地连通至关重要；8处位于生态廊道上，2处位于矿区内，6处位于矿区周围。障碍点与土地利用现状叠加，将包含障碍点的图斑设置为障碍点关键区，其中林地和耕地比重最大，采矿用地面积最小。林地和河流等低阻力值生态用地成为障碍点关键区,亦是因为高度的地质灾害隐患和污染物排放。其他非生态用地如耕地、采矿用地、村庄和交通运输用地则是因为其直接破坏了局部综合生境质量。

3.3.3生态断裂点

经生态廊道与大型交通要道网络数据集构建及交叉点识别，发现生态断裂点共23处，其中与高速公路相交11处，与铁路相交12处〔图2(d)〕。断裂点与土地利用现状叠加，将包含断裂点的图斑设为断裂点关键区，其中公路用地比重最大，河流水面的比重最小。

3.3.4破碎生态空间

经测算，综合生境质量最高级的生态用地斑块面积30.30 km2，生态系统服务价值处于1 571.07万～2 695.66万元之间。将生态系统服务价值由低到高划分为5级，0～61.66万元为最低级并识别为破碎生态空间，共57.45 km2，以林地为主。

3.4 生态保护修复策略

依据生态“夹点”、障碍点、断裂点和破碎生态空间的土地利用类型，设置矿山修复区、山水治理区、农田整治区、农村建设用地整治区、交通用地优化区5种修复类型区(表2，图3)，做到生态保护修复的关键区全覆盖，以及多样化保护修复类型并举，统筹构建大余县生态安全格局。

表2 大余县国土空间生态保护修复类型区

矿山修复区共1.44 km2，土地利用类型为采矿用地，该区域应加强矿区山体复绿，具体可通过在山体填土并种植藤本等易存活植物的方式，在露天废弃矿区可采取人工造林的措施；同时控制土壤铅、镉和砷等重金属污染，通过采取废石、废渣和尾矿在指定地点堆放等措施减少污染物排放。

山水治理区共2.45 km2，土地利用类型为河流、水库和林地，该区域应注重山体治理和水污染防控。由于研究区西部地下采矿区较多，地下开采地质灾害隐患较大，矿区及其周围的林地可加强矿山沉陷区及水土流失综合治理，其他地区林地则加强林业资源修复，积极开展中幼林抚育和低效林改造。河流作为天然的生态廊道，易受人类活动的影响。矿区周围的河流与水库可制定矿区水外排标准，同时通过落实责任制，加强对水源地的污染防治工作。其他地域河流、水库则开展河流污染整治和河底清淤工作，建立河流保护区，加强入库口的整治清理。

农田整治区共170.37 km2，土地利用类型为林地、耕地、沟渠和坑塘。该区域宜通过农用地整理提高农田生态环境质量水平。具体可对矿区及其周围因矿山开采导致塌陷、破坏的耕地进行人工回填或退耕，发展种植业和林果业；其他地区的耕地则加强土壤污染治理，控制土壤水分、化肥、有机肥和农药的合理施用，调整耕作制度，减少重金属的迁移量和生物活性。在农用地整治中，优化林地、沟渠和坑塘布置，形成带、网、片的农田生态系统。

农村建设用地整治区共0.99 km2，土地利用类型为农村居民点和农村道路。位于矿区及其周围的居民点，对规模较小和较偏远的居民点进行整治合并，对处于塌陷区及其周边沿线的农村居民点进行搬迁，将安全隐患降低为零，不再利用的农村道路按照适宜性复垦为耕地或林地；其他地区居民点可从饮用水安全保障、农村生活污水处理、农村生活垃圾收运处理、农村分散畜禽养殖污染治理等方面进行居民点环境整治。

交通用地优化区共2.37 km2，土地利用类型为公路用地和铁路用地。建议对在交通线可视范围内的被毁山体和采空区、塌陷区及时采取土壤修复、水土保持等治理措施，其他地区交通运输用地则可对其两侧的植被进行恢复或在铁路和高速公路等重要交通设施处建立一些野生动物通道，对野生动物通过地区车辆通行速度进行必要的限制，通道建成后对其进行长期监测，了解其状态以便及时进行优化。

4 结论与讨论

4.1 结论

研究以我国典型资源枯竭型城市大余县为例，基于生态安全格局-关键区-保护修复策略识别生态源地及生态保护修复关键区，根据关键区覆盖地类设置分区类型，同时提出修复策略。得到结论如下：

(1)大余县综合生境质量整体水平较高，生态源地共147.36 km2，占全县土地总面积的10.96%。生态廊道呈“两横五纵”连接各生态源地，“源地-廊道”土地利用类型包括生态用地和非生态用地。

(2)生态保护修复关键区包括生态“夹点”、生态障碍点、生态断裂点及破碎生态空间，其中生态“夹点”12处，2处位于河流；障碍点13处，8处位于矿区及其周围；断裂点23处；破碎生态空间57.45 km2。关键区多半分布于矿区较多的西部。

(3)大余县生态保护修复关键区土地利用以林地为主，同时涉及林地、采矿用地、耕地、河流、水库、农村居民点等类型。依据各生态保护修复关键区覆盖地类，将其设为矿山修复区、山水治理区、农田整治区、农村建设用地整治区和交通用地优化区5个修复区，建议分别采取矿山复绿、山体治理和水污染防控、农用地整理和耕地控污染、居民点整合和农村道路复垦、建立野生动物通道和沿线植被恢复等保护修复策略。

4.2 讨论

资源枯竭型城市因资源开采带来的生态空间减少、景观稳定性降低、生态功能退化等问题广泛存在，从区域整体考虑其生态安全格局构建尤为必要。依据生态安全格局-关键区-保护修复策略，识别其生态源地，生态“夹点”、障碍点、断裂点和破碎生态空间等关键区数量及空间分布，并划分生态保护修复类型区及提出相应修复策略，可为资源枯竭型城市生态保护修复和城市转型提供宏观指导。

生态源地不仅是景观生态过程要素，也是生态要素流动和生态系统提供价值服务的起源点，既应具备较好的对外连通性和较高的生态系统服务价值，还需要良好的生境质量和稳定性。因此，在生态源地识别时选择生境质量、生境风险、景观连通性和生态系统服务价值指标进行综合识别。且通过定量识别提取的生态源地斑块与研究区自然保护区、风景名胜区等高度重合，生态源地综合识别方法合理可行。

依据关键区所覆盖土地利用类型划分生态保护修复类型区，显化了关键区地类特征，以此为基础的保护修复策略具备一定的系统性，与当前开展的土地整治和生态建设实践密切结合，有助于资源枯竭型城市生态系统从关键点、线、面的修复工程向山水林田湖草系统修复推进。

资源枯竭型城市矿业开采和生态修复不仅具有同时性，也历时较长，该研究未确定区域生态安全在资源枯竭型城市修复与破坏生态环境之间的动态关系，今后应结合这些关键区的地理位置、经济条件以及生态需求开展多阶段的生态廊道和关键区域研究，以期探明矿业开采环境破坏程度与生态修复力度的关系，明确生态修复的核心目标。