基于Phillips滞留模型的洪泽湖生态缓冲带边界划定

刘丁午,施祝凯, 洋,朱晓东 (南京大学环境学院/污染控制与资源化研究国家重点实验室,江苏 南京 210023)

当前,我国进入“十四五”的新发展阶段,伴随着习近平生态文明思想的不断深入贯彻落实,坚持人与自然和谐共生的生态文明理念已然成为推动生态环境治理体系的根本遵循。党的二十大报告中明确指出,要坚持“绿水青山就是金山银山”理念,坚持“山水林田湖草沙”一体化保护和系统治理。湖泊生态缓冲带(lake ecological buffer zone)是“山水林田湖草沙”不可分割的一部分,在固岸缓洪、拦截污染、保护生态系统、调节微尺度气候和维护生物多样性等方面发挥着举足轻重的作用[1-2]。湖泊生态缓冲带又称湖滨缓冲带,被《河湖生态缓冲带保护修复技术指南》(以下简称《指南》)定义为陆地生态系统与湖泊水域生态系统之间的过渡带,包括从湖泊最低水位线向陆域延伸一定距离的空间范围,可分为湖泊最低水位线与最高水位线之间的核心区和最高水位线向陆域延伸一定距离的过渡区。

由于城市化进程不断加快,湖库资源被进一步开发和利用,生境条件不断发生改变[3]。伴随工业和农业污染、交通运输、生活污染排放以及气候、地质水文等因素,部分地区湖泊水生态环境破坏严重,水环境承载力减少,影响甚至损害公众身体健康和社会经济稳定[4-5]。推进湖泊生态缓冲带划定,是提升水环境承载力、改善流域生态环境质量的有效手段,对于打好碧水保卫战、建设美丽中国具有深刻意义。洪泽湖是全国第4大淡水湖,江苏省第2大湖泊,是国家“南水北调”东线工程重要的调蓄水库,是江苏省代表性湖泊,其生态缓冲带的划定对地方政府生态环境治理具有参考价值。

国内外许多学者已研究出许多生态缓冲带划定方法,大致可分为经验定值法、数学模型法和复杂机理模型法[6]。经验定值法是较早被应用于河湖缓冲带宽度划定的方法,其简单方便,可操作性强,但应用该方法所划定的缓冲带并非基于缓冲能力,准确性较差[2]。复杂机理模型法是通过对流入目标水体中的污染物沉积与迁移的物理过程的模拟和通过径流中污染物及颗粒物的预期拦截效率从而确定宽度的方法[6]。其中,发展较为成熟的模型有REMM (riparian ecosystem management model)模型、CREAMS (the chemicals, runoff, and erosion from agricultural management systems)模型和VFSMOD (the vegetative filter strip model)模型等[6],在国内外均有较多应用案例[7-8]。数学模型法是利用数学公式对缓冲带进行模拟的方法,它比复杂机理模型法需要更少的参数,可借助地理信息系统(geographic information system, GIS)工具,对中大尺度的河流和湖泊具有广阔的应用场景[2]。其中,运用较为广泛的有Philips水文和滞留模型(Phillips hydraulic and detention model)、Mander模型以及SWAT模型[9]等。例如,罗坤[10]运用Phillips水文和滞留模型在不同情景模式下模拟了上海市崇明岛的河流缓冲带。考虑到对缓冲带宽度准确性的要求和数据获取的可行性,Phillips滞留模型的应用较成熟,且模型机理与洪泽湖主要生态问题较为契合,因此笔者采用Phillips滞留模型开展洪泽湖生态缓冲带研究。

湖滨带类型划分可以采取因地制宜的生态修复措施,由于土地利用方式与景观格局的差异,不同类型湖滨带存在不同程度的生态退化,生态修复手段与侧重点存在区别[11]。以浙江省为例,《浙江省湖库生态缓冲带划定与生态修复技术指南(试行)》将湖滨带划分为11种类型,有效地指导了当地湖泊缓冲带的划定工作[12]。因此,以洪泽湖为研究对象,从面源污染角度出发并借助GIS工具,采用Phillips滞留模型计算洪泽湖生态缓冲带的非固定宽度,参照《指南》提出洪泽湖湖滨带分类系统,为江苏省不同类型湖泊生态缓冲带宽度推荐值提供建议,并在不同缓冲带划定情景下对洪泽湖湖滨带进行生态风险评价(ecological risk assessment),以探讨固定与非固定宽度的生态缓冲带对生态环境的贡献。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

洪泽湖地处北亚热带落叶常绿阔叶混交林地带,湖体面积约为2 013.31 km2。如图1所示,洪泽湖位于淮安市和宿迁市范围内,连通淮河与京杭运河,是国家“南水北调”工程的重要调蓄水库,有生态涵养、灌溉、航运和养殖等功能[13]。

图1 洪泽湖地理位置Fig.1 Geographical location of Hongze Lake

随着经济社会发展,沿岸城市不断扩张并向洪泽湖靠拢和延伸,洪泽湖地区土地利用由水域向耕地、草地和城镇用地转变,尤其是城镇用地面积较多。曹蕾[14]发现,相较于2005年,2020年洪泽湖地区城乡、工矿和居民用地面积明显增加。目前,洪泽湖水污染形势依旧严峻,湖体呈轻度-中度富营养状态,氮磷为主要限制因子,TN、TP水质指标常年保持在Ⅳ类左右[15-16]。

此外,洪泽湖地区正处于工业化、城镇化加速期,环境治理投入不足[13]。近年来洪泽湖开始大规模拆除养殖围网,以此缓解洪泽湖水质污染状况,修复养殖迹地的生态环境。但围网拆除后的调查结果表明,围网的拆除对湖区水质没有起到明显改善作用[17]。

1.2 数据来源与处理

数据选用欧洲航天局哥白尼数据中心2022年Sentinel-2卫星遥感影像数据(https:∥scihub.copernicus.eu/dhus/#/home,产品类型为S2MSI2A,含云量为0～5%,时间为2022年10月23日)、欧洲航空局土地覆盖类型数据(https:∥viewer.esa-worldcover.org/worldcover,分辨率为10 m)和国家地球系统科学数据中心土壤类型数据(https:∥www.geodata.cn)。采用ArcGIS 10.2将遥感影像数据进行裁剪、几何校正等预处理,并统一投影到CGCS 2000高斯克吕格投影坐标系。

1.3 研究方法

1.3.1湖泊生态缓冲带宽度模型

Phillips水文模型是基于坡面漫流的能量损失提出的数学模型,反映了径流的地表过程。滞留模型基于水流在缓冲带的滞留时间,同时考虑地下径流和坡面漫流过程的影响,相较于水文模型而言具备更大优势[18]。

Phillips滞留模型公式为

(1)

式(1)中,b和r分别代表目标缓冲带和参考缓冲带;B为缓冲效率,是表征生态缓冲带对污染物拦截能力的总体指标;K为土壤饱和导水率,cm·h-1;L为生态缓冲带宽度,m;s为坡度,%;n为曼宁系数,代表地面粗糙程度;T为水质点在缓冲带中的滞留时间;C为土壤持水能力,cm。

缓冲效率(B)为一个无量纲的缓冲带有效性确定值,Bb/Br<1时,表示目标生态缓冲带效率比参考缓冲带更低,Bb/Br>1时则相反[19]。

令p为缓冲带效率比,其计算公式为

p=Bb/Br。

(2)

将式(2)代入式(1)中,并将Lb替换为LT,即可得到:

(3)

式(3)中,LT为基于Phillips滞留模型的缓冲带效率比达到p时的湖泊生态缓冲带宽度,m。

1.3.2洪泽湖属性数据处理

典型湖泊属性空间数据包括坡度、土地覆盖类型、曼宁系数、土壤饱和导水率和土壤持水能力(图2)。其中,曼宁系数参照前人研究中不同下垫面的水流试验结果[20],土壤饱和导水率和土壤持水能力参考《江苏土壤》由江苏省土壤类型数据通过土壤水分特征曲线(RETC)模型计算得出[21-24]。将洪泽湖属性数据代入Phillips滞留模型并取反,计算得到效率贡献指数(ci)图层(图2),其计算公式为

图2 洪泽湖空间属性参数Fig.2 Spatial attribute parameters of Hongze Lake

ci=1/Lw,i。

(4)

式(4)中,ci为效率贡献指数,m-1;i为第i种立地条件;Lw,i为立地条件i生态缓冲带能够达到目标缓冲效率p的缓冲带宽度,m。ci∈[0,1],其物理意义为单元格缓冲作用对达到目标缓冲效率的贡献值[25]。

1.3.3景观生态风险评价

目前,有关湖库生态缓冲带边界划定的政策或指南大多要求构建固定宽度的生态缓冲带,虽然这能为政府管理带来较多便利,但相较于固定宽度,非固定宽度的缓冲带更能适应当地自然状况。在经济效益方面,TIWARI等[26]通过对比分析发现,适应水文条件的非固定宽度缓冲带的单位面积成本优于固定宽度缓冲带。在生态效益方面,笔者研究采用景观生态风险评价对未划定缓冲带、固定宽度缓冲带和非固定宽度缓冲带3种划定情景的湖滨带进行定量评估。

基于土地利用格局的景观生态风险评价是景观格局和生态风险的耦合,它能用于定量评估土地变化、人类活动对生态环境的影响,可在生态风险防范、景观优化等方面提供依据[27]。景观生态风险指数(ERI,IER)计算公式为

(5)

式(5)中,i为第i种景观类型;n为研究区景观类型种类数;A为研究区总面积,km2;Ai为第i种景观类型面积,km2;E为景观干扰度指数;F为景观脆弱度指数。

景观干扰度指数(E)计算公式为

Ei=aCi+b/Di+cOi。

(6)

式(6)中,C为景观破碎度,即景观类型i斑块数与该类型景观面积的比值;D为分维数;O为优势度,即斑块距离指数与面积指数的均值;a、b和c分别为C、D和O的权重,参照文献[28],分别赋值为0.5、0.3和0.2。

景观脆弱度指数反映景观稳定性,参照已有研究[28-29],结合研究目标与区域现状,未利用地和水域较易发生改变,F赋值为6;湿地、耕地和草地F赋值分别为5、4和3;灌木和林地多为人工种植,不易改变,F赋值为2;建设用地F赋值为1,并按照式(7)进行归一化处理。

(7)

式(7)中,Fi′和Fi分别为归一化前、后景观脆弱度指数。

采用Fragstats 4.2软件,选取洪泽湖岸线2 km范围内湖滨带作为土地覆盖类型输入,为评价构建固定宽度缓冲带后的生态风险,将固定宽度取值为非固定缓冲带宽度分布的中位数。为突出体现缓冲带的生态功能,选取林地作为生态缓冲带的植被构建类型。

2 研究结果

2.1 参考缓冲带设定

参考缓冲带是确定各类生态指标的参考条件,是数据库与划定结果之间的关键桥梁[30]。参考缓冲带不一定是实际的缓冲带,它可以是一个理想化的参考条件。洪泽湖参考缓冲带应满足以下2个条件:(1)参考缓冲带能代表洪泽湖流域的典型立地条件;(2)参考缓冲带能够达到足够的拦截和转化污染物的能力[18]。为保证洪泽湖参考缓冲带的代表性,选取洪泽湖岸线1 km内平均立地条件作为参考缓冲带的坡度、曼宁系数、土壤持水力、土壤饱和导水率参数数值。缓冲带宽度则参照前人试验结果[31-32],筛选与洪泽湖地区最相近的试验条件,并根据洪泽湖自然地理状况调整后得到,最终确定洪泽湖参考缓冲带坡度为3.9%,曼宁系数为0.039,土壤持水力为44.17 cm,土壤饱和导水率为0.45 cm·h-1,缓冲带宽度为53.91 m。

2.2 洪泽湖生态缓冲带宽度划定结果

基于洪泽湖空间属性综合图层,利用成本距离工具,计算洪泽湖生态缓冲带。再基于缓冲带边界线计算欧氏距离,得到洪泽湖生态缓冲带宽度数据。由图3可知,洪泽湖生态缓冲带最小宽度为2 m,最大宽度为421.77 m,多数分布在2～60 m,其占比为85.50%,且在该区间内分布较为均匀。

图柱上方百分数为相应生态缓冲带宽度的岸线长度占总岸线长度的比例。图3 洪泽湖生态缓冲带宽度分布Fig.3 Distribution of ecological buffer zone width in Hongze Lake

2.3 洪泽湖湖滨带分类

受洪泽湖生态缓冲带的植被组成、人类活动干扰方式和程度等因素影响,地方政府对不同类别湖滨带的生态缓冲带规划和生态修复会采取不同手段。因此,建立洪泽湖湖滨带分类系统将有助于地方政府有针对性地对生态缓冲带进行管理和保护。

参照《指南》,利用研究区卫星遥感影像和土地利用类型,采取目视解译的方法将洪泽湖湖滨带划分为生态保护型和生态修复型两种一级分类,并细分为植被良好型、农田型、村落型、城镇型、养殖塘型和河口型6种二级分类(表1),洪泽湖各类湖滨带长度及缓冲带宽度见表2,洪泽湖典型湖滨带类型见图4。

表1 洪泽湖湖滨带分类系统Table 1 Hongze lakeshore classification system

表2 洪泽湖各类湖滨带长度及缓冲带宽度Table 2 Length and buffer zone width of different kinds of lakeside of Hongze Lake

图4 洪泽湖典型湖滨带分类Fig.4 Typical lakeshore classifications of Hongze Lake

如表2所示,洪泽湖岸线农田型生态缓冲带长度占比最高,占据总岸线长度的66.02%。养殖塘与农田同属农业生产活动,洪泽湖体周边养殖塘较多,养殖塘是湖体退水的重要原因,因此将养殖塘单独划分为1种缓冲带类型。

从缓冲带宽度可以看出,植被良好型生态缓冲带划定宽度最大,这是由于洪泽湖周边原始林地、草地等区域集中分布在洪泽湖东南侧,该区域存在较多粗骨土和棕壤,土壤持水力差,且该区域地形条件较差,整体坡度较高,因而需要更宽的缓冲带才能达到目标缓冲效率。

2.4 湖滨带景观生态风险评价

由表3可知,从景观格局指数来看,相较于未划定缓冲带的湖滨带,划定非固定宽度生态缓冲带的湖滨带在斑块数量、密度、分维数、优势度和破碎度指数上均有不同程度降低,说明其在降低景观分离程度、增强斑块连片等方面具有一定贡献。划定34 m固定宽度生态缓冲带的湖滨带使耕地和水域破碎度指数分别增加41.13%和25.22%,这是由于洪泽湖周边的农田和养殖塘围湖而建,固定宽度缓冲带会将耕地与养殖塘的连贯性打破,使得景观更加分离。对于水域而言,更加破碎的景观格局会导致湖体退水,加剧湖体面积缩减。

表3 3种缓冲带划定情景的洪泽湖湖滨带景观生态风险指数Table 3 Landscape ecological risk index of Hongze lakeshore under three buffer zone delimitation scenarios

从景观生态风险评价结果来看,相较于未划定生态缓冲带的湖滨带,即使由单一林地覆盖类型组成,划定了非固定宽度生态缓冲带的湖滨带生态风险指数仍有所下降,而划定了34 m固定宽度生态缓冲带的湖滨带生态风险指数反而上升。这说明在单一地表类型的缓冲带构建情景下,固定宽度生态缓冲带造成洪泽湖湖滨带的生态隐患有所提升。

固定宽度生态缓冲带除造成景观破碎、集聚度下降外,还使得缓冲带之间无法连接成更大的斑块,大大削减林地类型对湖滨带生态环境的服务价值。若要使固定宽度生态缓冲带达到预期生态效果,则需要建立更宽的生态缓冲带,进而需要增加政府资金投入。因此,非固定宽度生态缓冲带在经济效益和生态效益方面均具有更高实用价值。

3 讨论

我国的生态缓冲带划定仍处在起步阶段,目前湖泊生态缓冲带的研究大多聚焦在定性描述与经验划定方面,已发布的技术指南多推荐固定宽度生态缓冲带[12],其关注点多在缓冲效率上,对景观生态风险考虑很少。笔者研究在景观尺度上引入生态风险评价,尝试分析比较不同类型生态缓冲带的生态效益与风险,以洪泽湖面源污染物拦截途径为切入点,采用Phillips滞留模型并借助GIS技术对洪泽湖生态缓冲带进行模拟。模拟方法与结果对地方政府具有参考价值,模型具有高度可复制性,所需数据量适中,且数据较容易获取。但相较于REMM和VFSMOD等复杂模型,Phillips滞留模型缺乏污染源负荷、径流量相关参数的输入,模型污染物消减量模拟结果的可控性较差,同时,气象相关参数的缺失体现出模型在时间尺度上的设计缺陷。

通过查阅相关文献并结合现场调研发现,一方面,洪泽湖周边土地类型以农耕地为主,地势总体平坦,距湖岸1 km范围内的耕地类型面积占比为77.94%,坡度小于5.81%的面积占比为78.78%,土壤参数的分布也较为集中,模拟缓冲带宽度集中分布在较短范围内这一结果与洪泽湖地区实地情况相对应;另一方面,效率贡献指数的全局莫兰指数为0.13,P<0.000 1,空间聚集概率小于1%,这解释了模拟结果分布相对均匀的现象。

自然条件对缓冲带宽度的影响是综合且复杂的,主要包括植被、地形、土壤、气象和土地利用方式等因素的影响[33]。由于土地利用方式的差异,不同类型湖滨带生态修复的手段与侧重点存在区别[11],笔者将洪泽湖湖滨带划分为6种类型,而模型模拟结果对各类缓冲带的缓冲有效性问题值得探讨。如图5所示,低坡度地形的城镇型湖滨带划定的缓冲带宽度为58.94 m,而在高坡度地形的植被良好型湖滨带对应的缓冲带宽度为92.71 m,说明模型对地形条件具有敏感性。同时,同属低坡度地形的村落型湖滨带对应缓冲带宽度为43.25 m,体现了模拟结果对土地利用方式的响应。因此,模型模拟结果对各类湖滨带的缓冲作用具有针对性。

图5 3类典型湖滨带缓冲带宽度-坡度分析Fig.5 Analysis of buffer width-slope of three types of typical lakeshore

此外,笔者研究只针对污染物随陆面到达湖滨边界的这一单线程过程,并未考虑各岸线之间的协同效应,BRUMBERG等[34]研究发现,河岸缓冲带长度比缓冲带宽度更为重要。笔者研究划定了洪泽湖全部岸线的缓冲带边界,但缓冲带宽度整体偏小,在实际应用中,宽度和长度如何有效配比是值得进一步考虑的问题,这也会为地方政府带来更大的经济-环境收益。

4 结论

(1)洪泽湖岸线总长度为494.49 km,生态保护型湖滨带较短,农田型和养殖塘型湖滨带较长,洪泽湖周边生态良好地区偏少,而农业活动带来的面源污染主要是人类活动影响。

(2)以满足污染物拦截效率及匹配洪泽湖立地条件为原则,选取53.91 m的参考缓冲带宽度对洪泽湖生态缓冲带进行模拟,经过计算得出洪泽湖生态缓冲带宽度集中分布在2～60 m,且在该区间内分布较均匀,并对6类湖滨带分别提出优化宽度值。结合坡度、土壤参数等数据可知,洪泽湖生态缓冲带宽度的主要影响因素为地形和土壤条件,地表植被组成的影响较弱,该结果可为江苏生态缓冲带划定工作提供一定参考。

(3)对未划定、非固定宽度和固定宽度3种缓冲带划定情景进行景观生态风险评价,结果表明即使由单一林地类型构建,非固定宽度生态缓冲带仍能降低生态风险,而固定宽度缓冲带却有潜在的生态安全隐患。建议地方政府在划定生态缓冲带时优先选择适应当地自然状况的非固定宽度生态缓冲带方法,在构建固定宽度缓冲带时,需考虑固定宽度缓冲带带来的生态风险。

致谢：感谢国家科技基础条件平台——国家地球系统科学数据中心(http:∥www.geodata.cn)提供数据支撑。