區(qū)域生態(tài)效應研究中人類活動強度定量化評價

劉世梁,劉蘆萌,武 雪,侯笑云,趙 爽,劉國華

1 北京師范大學環(huán)境學院水環(huán)境模擬國家重點實驗室,北京 100875 2 中國科學院生態(tài)環(huán)境研究中心城市與區(qū)域國家重點實驗室,北京 100085

1864年,George P. Marsh在《人與自然》(Man and Nature)一書中提出“人類活動在多大程度上影響了自然的進程”[1]。這一問題引發(fā)了科學界關于人類活動對自然環(huán)境影響評估的探討。1989年,McCloskey等基于荒野(大于400000ha以上的大片沒有人工建筑物的土地)的數(shù)據(jù),建立了第一個全球尺度上未受干擾生態(tài)系統(tǒng)的分布結(jié)果[2]。1995年,Hannah等在全球尺度上評估了自然棲息地被人類干擾的程度,發(fā)現(xiàn)未受干擾的土地占全球陸地面積的52%[3]。這些研究都對George P. Marsh的問題做出了回應。

進入21世紀以來,人類改造自然界的力度和規(guī)模不斷增強,對生態(tài)環(huán)境的擾動和壓力也不斷增加。Ellis等發(fā)現(xiàn)荒地(wildness)面積占全球無冰區(qū)域面積不到四分之一[4];Halpern等的研究認為人為壓力嚴重影響了全球五分之一的海洋,而且這種壓力正在不斷加大[5];Krausmann等的研究發(fā)現(xiàn),1910年到2005年人類占用的凈初級生產(chǎn)力翻了一倍[6]。越來越多的證據(jù)表明人類對自然系統(tǒng)的需求正在加速,并可能破壞這些系統(tǒng)的穩(wěn)定性[7]。因此,對人類活動進行評估,從而正確認識人類活動的規(guī)模、強度及時空變化規(guī)律,對于預防可能產(chǎn)生的生態(tài)威脅顯得十分必要。

作為人與環(huán)境系統(tǒng)的重要組成部分,關于人類活動的研究在不同領域均有涉及。在地理學研究中,人類活動通常體現(xiàn)在人地關系分析中,而對人類活動產(chǎn)生的生態(tài)效應的研究往往不是其重點[8];在生態(tài)適宜性、生態(tài)脆弱性和生態(tài)效應評價等研究中,人類活動往往被作為環(huán)境因子和生態(tài)變化的驅(qū)動力因子考慮,側(cè)重于相關關系探究[9];在生態(tài)系統(tǒng)服務研究中,人類往往作為服務的需求者和受益者來考慮[10];而在災害風險科學的研究中,人類活動又作為區(qū)域災害系統(tǒng)的致災因子和承災體進行分析[11]?？傮w來看,以往的研究大多將人類活動作為所研究問題的輔助信息,通過選擇相應指標(如人口,國民生產(chǎn)總值等)表征人類活動強度,以實現(xiàn)對所研究問題的成因或結(jié)果分析。盡管零散的指標也能反映人類活動情況,但由于缺少對人類活動強度的全面評估,可能會造成對研究問題的成因或者其影響的認識不全面。此外,這些表征人類活動的指標大多選自社會、經(jīng)濟層面,多數(shù)指標往往不能體現(xiàn)生態(tài)效應的內(nèi)涵。目前雖然已有多種從生態(tài)效應的角度定量化評價人類活動強度的方法,但絕大多數(shù)方法仍處在起步發(fā)展階段,尤其在國內(nèi)的研究中,沒有形成統(tǒng)一的體系或較為認可的指標。越來越多的研究已經(jīng)開始重視人類活動的生態(tài)效應與區(qū)域生態(tài)安全的耦合機理研究,側(cè)重更為準確的衡量和預測不同人類活動對區(qū)域生態(tài)環(huán)境的影響。

基于此,我們希望從生態(tài)效應視角出發(fā),對定量化評價人類活動強度的方法進行梳理,發(fā)現(xiàn)目前此類研究存在的不足,為之后該領域的發(fā)展提供參考。本文首先闡述了人類活動的概念,進而總結(jié)了定量化評價人類活動強度的方法體系。基于評價體系,詳細介紹了幾個重要的評價指標。最后,指出了目前定量化評價人類活動強度中存在的問題,并提出了相關建議和展望。

1 人類活動概念

人類活動是指人類一切可能形式的活動或行為,觸及了生物圈中的每個地點、組成部分和過程,包括個體、群體、社會、政治、經(jīng)濟等不同方面。本文所指的人類活動是從人與自然關系視角出發(fā),包含人類為滿足自身生存和發(fā)展對自然環(huán)境所采取的各種開發(fā)、利用和保護行為的總稱。按其產(chǎn)生的生態(tài)效應,人類活動可分為以下幾種(表1)。其中,重大工程的建設、土地利用變化和城市化等是目前對生態(tài)影響較大的人類活動。

此外,本文所指的人類活動也可表述為Hemeroby、人類干擾(human disturbance)和人為壓力(human pressure)等。其中,Hemeroby一詞來源于希臘語hemeros,由芬蘭植物學家Jalas等于1955年首次提出,通過量化目前的植被覆蓋狀態(tài)與完全不存在人類干預情況下構(gòu)建的自調(diào)節(jié)植被最終狀態(tài)之間的距離,進而評價人類活動對植被的影響[12- 13]。隨后德國生態(tài)學家Sukopp等提出了人為干擾度(degree of hemeroby)的概念,將其定義為“一種評價人類有意或無意干擾對生態(tài)系統(tǒng)影響的綜合方法”,用于評價人類活動對生態(tài)系統(tǒng)的影響[14]。人類干擾(human disturbance)的概念與自然干擾相對應,用來表示由人類活動引起的自然生態(tài)系統(tǒng)的擾動[15]。而關于人為壓力(human pressure),有學者將人類活動歸為幾種不同的壓力類型,以描述生態(tài)系統(tǒng)及其組成部分受到干擾的具體方式[16],但人類活動與人為壓力的概念大多數(shù)情況下可以互用。

表1 人類活動分類

2 人類活動強度定量化評價體系

人類活動強度是指一定面積的區(qū)域受人類活動的影響而產(chǎn)生的擾動程度。現(xiàn)在普遍認為,關于人類活動對區(qū)域生態(tài)環(huán)境影響強度的定量評價始于1975年萊溫估計土壤侵蝕背景值(無人為干擾條件下的土壤侵蝕)。所得結(jié)論有一定價值,但不具備普遍意義,無法推進對人類活動影響強度的量化。國內(nèi)系統(tǒng)性定量分析人類活動強度始自1998年文英對人類活動強度定量評價方法的初步探討[17]。文英從自然、社會和經(jīng)濟三方面入手,選擇地形起伏度、經(jīng)濟密度等9個指標,利用層次分析和權(quán)重加權(quán)法,對1995年全國各省市的人類活動強度進行了評估。

由于大多數(shù)研究均會涉及對人類活動的評價,為篩選定量化評價人類活動強度的指標增加了難度。因此,在選擇綜述的方法時,我們主要遵循了兩個原則：一是評價方法能夠綜合地表現(xiàn)人類活動強度,二是評價方法需要體現(xiàn)生態(tài)效應的內(nèi)涵。根據(jù)上述兩個原則,我們建立了圖1所示的評價體系?？傮w來看,目前關于人類活動強度定量化評價的研究主要從壓力變化和狀態(tài)變化兩方面評價,研究的思路也遵循了生態(tài)效應研究中的壓力-狀態(tài)-響應(Pressure-State-Response, PSR)框架和驅(qū)動力-狀態(tài)-響應(Driving force-State-Response, DSR)框架等[18- 19]。

一方面,部分學者從壓力的角度出發(fā),側(cè)重對人類活動本身進行刻畫。其中一類方法為基于權(quán)重的多指標疊加分析方法,即通過建立反映研究區(qū)人類活動的評價指標體系,經(jīng)由主觀或客觀賦權(quán)法確定各指標的權(quán)重,最后運用加權(quán)法獲得人類活動強度指數(shù)[20- 21]。該種方法思路清晰,操作方便,結(jié)合空間數(shù)據(jù)可以將人類活動強度通過空間制圖的形式表達出來,得到了廣泛應用[22- 26]。但由于生態(tài)系統(tǒng)的復雜性及人類活動的多樣性,許多方法只適用于某種生態(tài)系統(tǒng),甚至某個研究區(qū),無法進行區(qū)域間人類活動強度的比較。基于此,有學者將生態(tài)系統(tǒng)的差異考慮在內(nèi),建立了針對陸地生態(tài)系統(tǒng)和海洋生態(tài)系統(tǒng)的人類足跡指數(shù)和海洋生態(tài)系統(tǒng)多尺度空間模型。由于將人類活動作用地的生態(tài)系統(tǒng)差異考慮在內(nèi),體現(xiàn)了人類活動與生態(tài)效應間的相互關系,使這種方法具有了更廣的適用性。除此之外,還有一些綜合性的方法也從壓力角度出發(fā)對人類活動強度進行定量化評價,如生態(tài)足跡指數(shù)。作為一個比較成熟的全面評估人類對生態(tài)系統(tǒng)影響的方法,生態(tài)足跡方法已經(jīng)在全球、國家、區(qū)域、城市乃至個體層次等宏觀和微觀尺度上得到了廣泛應用[27- 28]。

另一方面,也有部分學者從人類活動引起的狀態(tài)變化角度出發(fā)定量化評價人類活動強度[29- 30]。其思路是基于人類活動產(chǎn)生的生態(tài)效應,從土地利用變化、生態(tài)系統(tǒng)服務變化或者多個狀態(tài)因子的變化角度側(cè)面表現(xiàn)人類活動強度[31- 33]。其中,從土地利用變化角度定量化評價人類活動強度是目前應用較廣的方法。

圖1 人類活動強度定量化評估方法Fig.1 Quantitative evaluation methods of human activity intensity

3 人類活動強度定量化評價方法

3.1 基于壓力的評估

3.1.1 基于權(quán)重的多指標疊加分析

主要介紹4種常用的方法：人類足跡指數(shù)、海洋生態(tài)系統(tǒng)多尺度空間模型、喀斯特干擾指數(shù)和人海關系空間量化模型。其中,前兩種方法充分考慮了不同生態(tài)系統(tǒng)人類活動強度的差異,因而可以在較大的尺度上運用;而喀斯特干擾指數(shù)及人海關系空間量化模型只適用于特定地區(qū),可轉(zhuǎn)移性較差(表2)[34- 37]。

人類足跡指數(shù)(Human footprint index, HFI) 人類足跡指數(shù)始于Sanderson等[34]2002年第一次在全球尺度上建立人類足跡指數(shù)評價人類活動對自然的影響程度。人類足跡指數(shù)將人類影響與影響區(qū)域的相互作用考慮在內(nèi),是一種人類影響相對于各生物群落最高影響記錄百分比的歸一化數(shù)據(jù)[38]。人類足跡指數(shù)的計算首先由人口密度、土地利用轉(zhuǎn)變、通達性、電力基礎設施4種類型9個數(shù)據(jù)層通過緩沖區(qū)疊加分析及影響力賦值生成人類影響指數(shù)(Human influence index, HII),然后根據(jù)陸地生物群落劃分方法將全球劃分為15個生物群落,計算陸地及每一群落中HII 的最大、最小值,對HII 進行歸一化處理,得到最終的人類足跡指數(shù)。人類足跡指數(shù)得分越高,意味著人類活動的影響越大。人類足跡指數(shù)只適用于評估人類活動對陸地生態(tài)系統(tǒng)的影響。由于這種方法考慮了地球表層各種生態(tài)系統(tǒng)的差異,提供了全球尺度上人類活動對生態(tài)環(huán)境影響的分布信息,因此在自然保護區(qū)監(jiān)測和管理以及人類活動影響評價等方面得到了廣泛的應用[39- 40]。

作為評估人類活動對陸地生態(tài)系統(tǒng)影響的常用指標,許多學者在不同尺度上對人類足跡指數(shù)進行了應用。González-Abrahamet等[41]和Etter等[42]分別在國家尺度上對人類活動的影響進行了評價;Woolmer等[43]和Allanet等[44]在生態(tài)區(qū)域尺度上進行了人類足跡指數(shù)的計算。Woolmer等的研究表明,盡管在生態(tài)區(qū)域尺度和全球尺度上得到的結(jié)果相近,但更精細數(shù)據(jù)的使用凸顯了人類活動的復雜性。Venter等[45]結(jié)合遙感和自下而上的調(diào)查方法,更新了1993年到2009年全球尺度上的人類足跡指數(shù)。結(jié)果表明,全球尺度上人類足跡增加迅速,尤其是在熱帶生態(tài)區(qū)和其他生物多樣性豐富的地區(qū)。同時,富裕的國家和控制腐敗力度強的國家的人類足跡指數(shù)表現(xiàn)出一定的改善跡象。

表2 基于權(quán)重的多指標疊加定量化評價人類活動強度

同時,許多學者也在不斷改進Sanderson等提出的人類足跡指數(shù)。由于Sanderson等沒有考慮人類影響的時間維度和受影響生態(tài)系統(tǒng)的生物物理脆弱性,Etter等[42]基于土地利用強度、干預時間和生物物理脆弱性,建立了包含以上三個維度的人類足跡指數(shù)。Correa Ayramet等[46]基于Etter改進的人類足跡指數(shù),加入了表征生境損失與破碎化的變量Ffrag,建立多維空間人類足跡指數(shù)(Spatial human footprint index, SHFI),評估了墨西哥人類活動對景觀連通性的影響。

海洋生態(tài)系統(tǒng)多尺度空間模型(Multiscale spatial model) 人類活動對海洋生態(tài)系統(tǒng)的影響越來越大,許多科學家認為世界上不復存在原始的海洋地區(qū)[47]。在海洋生態(tài)系統(tǒng)中,由于許多人類活動具有突發(fā)性和偶然性,加之人類活動對海洋的影響難以探測,因此評估人類活動對海洋生態(tài)系統(tǒng)的影響具有相當?shù)碾y度[48]。綜合評價人類活動對海洋生態(tài)系統(tǒng)影響的研究仍處在起步階段,但發(fā)展迅速[49]。在人類活動對海洋生態(tài)系統(tǒng)影響的評估中,具有開創(chuàng)性意義的當屬Halpern等人2008年在全球尺度上評估人類活動對海域影響狀況的研究。Halpern等[36]運用針對特定生態(tài)系統(tǒng)的多尺度空間模型評估了全球尺度上17種人類活動對應20種海洋生態(tài)系統(tǒng)的影響程度。2015年,Halpern等又建立了2008—2013年5年時間尺度上的全球范圍內(nèi)人類活動累積影響[5]。除了在全球尺度上的應用,該方法還被廣泛地應用在地中海和黑海[50]、加拿大太平洋海域[49]、加利福尼亞海洋生態(tài)系統(tǒng)[51]和法國地中海沿岸[52]等區(qū)域尺度海洋生態(tài)系統(tǒng)的研究中。

式中,Di是在位置i人類活動取對數(shù)標準化后的強度,范圍為0—1,Ej是某種生態(tài)系統(tǒng)的出現(xiàn)或消失(0或1),μij是人類活動因子i對生態(tài)系統(tǒng)j的影響權(quán)重,范圍為0—4。

喀斯特干擾指數(shù)(Karst disturbance index, KDI) Van Beynenet等[35]于2005年提出了喀斯特干擾指數(shù),用于衡量喀斯特地區(qū)人類干擾對環(huán)境的影響程度?？λ固馗蓴_指數(shù)的評價指標包含5大領域(地貌、大氣、水文、生物和文化)31個環(huán)境因子,每個指標都被賦予了0—3的干擾度值。KDI是一種定性和定量評價相結(jié)合的方法,在佛羅里達州/意大利[53]、奧地利[54]、意大利[55]、新西蘭[56]等地的研究中都被證明是一種有效評估喀斯特地區(qū)人類活動干擾強度的指標。同時,隨著GIS 的發(fā)展,KDI的空間分布也得到了研究[57]。但該方法存在著指標分數(shù)描述比較局限、許多指標的描述不符合研究地實情等缺點,所以在應用KDI時應該隨之進行不斷修正。

人海關系空間量化模型(Spatial quantization for the relationship between human-activities and marine ecosystems, SQRHM) Parravicini等[58]基于地理空間模型(Geospatial modeling approach)評價了8種人類活動類型對鄰近海域生態(tài)系統(tǒng)的壓力狀況?；诖?李延峰等[37]建立了SQRHM模型對萊州灣人類活動影響程度進行了定量評價。其原理是將人類活動所處空間位置作為人類影響作用點,量化海域內(nèi)各單元點受作用點的影響程度。該模型主要適用于受外海影響較小,水交換能力較弱,海底地形相對平緩以及綜合開發(fā)程度較高的海灣地區(qū)。

式中,I代表某種人類活動對單元點的影響,該種人類活動存在m個作用點,i代表第i個作用點;Fi代表某種人類活動在第i個作用點的強度,Di為該種人類活動在第i個作用點的最大影響距離,di為單元點與該種人類活動第i個作用點的距離;Itotal代表多種人類活動對單元點的綜合影響,共存在n種人類活動;j為第j種人類活動,Ij為第j種人類活動對單元點的影響,Wj為第j種人類活動在綜合評價中所占的權(quán)重。

3.1.2 其他方法

生態(tài)足跡(Ecological footprint, EF) Wackernagel 和Rees于20世紀90年代提出了生態(tài)足跡的概念[59]。生態(tài)足跡通過計算要維持一個人、地區(qū)或國家的生存所需要的或者能夠容納人類所排放的廢物、具有生物生產(chǎn)力的地域面積來衡量人類資源的消耗對生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生的影響。作為一個全面評估人類對生態(tài)系統(tǒng)壓力的指標,生態(tài)足跡被廣泛應用在全球、國家、區(qū)域和城市等宏觀尺度上[60- 62],同時也被應用在家庭、商業(yè)等微觀層面上[27]。但是,生態(tài)足跡這一方法也存在許多不足之處,如生態(tài)足跡的概念與真正的生態(tài)系統(tǒng)價值并不密切相關,物種稀缺、棲息地的唯一性和土地的過度使用并沒有在生態(tài)足跡的框架中體現(xiàn)等[28]。

式中,EF為總的生態(tài)足跡,單位是全球公頃,N為人口數(shù),ef為人均生態(tài)足跡,aai為人均第i種消費物品折算的生物生產(chǎn)面積,pi為第i種物品的平均生產(chǎn)能力,ci為第i種物品的人均消費量。

3.2 基于狀態(tài)的評估

3.2.1 基于景觀與土地利用變化

土地利用變化是人類活動作用于陸地表層環(huán)境的一種重要方式和響應[63]。從景觀、土地利用變化的角度定量化評價區(qū)域人類活動強度是國內(nèi)最常用的方法。這些評價方法大多是通過對不同土地利用類型或者景觀組分進行賦值,從而計算干擾度。每種方法依據(jù)的原理不同,賦值的方式也有差別(表3)[33,64- 69]。

陸地表層人類活動強度(Human activity intensity of land surface, HAILS) 徐勇等[64]提出陸地表層人類活動強度指數(shù),基于建設用地當量(Construction land equivalent, CLE),對不同土地利用類型賦予相應的建設用地當量折算系數(shù)(Conversion index of construction land equivalent, CI),從土地利用/覆被與人類活動關系角度構(gòu)建了一個客觀反映人類活動對陸地表層影響和作用強度的指標。該方法自提出后在黔南生物多樣性保護優(yōu)先區(qū)[70]、黃土高原[32]等地區(qū)得到了實踐和應用。

人類活動強度指數(shù) (Human activity index, HAI) 從景觀生態(tài)學視角來看,人類活動作用的結(jié)果使景觀組分的原始自然特性不斷降低,不同類型的景觀組分代表不同的人類活動或開發(fā)利用強度特征[71]。因此,陳浮等[65]根據(jù)景觀組分及其變化特征,基于人為影響強度參數(shù)構(gòu)建了人類活動強度指數(shù),用于評價一定區(qū)域內(nèi)景觀受人類活動的影響程度。這種指數(shù)主要將景觀類型分為建設用地、耕地、園地、草地、濕地、鹽堿地、水域等。該方法在干旱區(qū)典型綠洲[72]和黃燁市[33]等地的人類活動強度評價中均有應用。

表3 從土地利用與景觀變化角度定量化人類活動強度

人為干擾度(Degree of hemeroby/M) 人為干擾度是由德國生態(tài)學家Sukopp等基于Hemeroby的概念提出的,可用于評價人類活動對生態(tài)系統(tǒng)的影響[14]。在國內(nèi),陳愛蓮等[66]首次將干擾度概念引入自然保護區(qū)的監(jiān)測和評價中,制定了景觀類型分類系統(tǒng),系統(tǒng)評價了遼寧雙臺河口濕地自然保護區(qū)人為干擾的動態(tài)變化特征?；诖斯ぷ?孫永光等[73]將人為干擾度指數(shù)與景觀格局指數(shù)相結(jié)合,研究了人為干擾度時空動態(tài)變化及景觀格局指數(shù)的響應機制。對于干擾度的劃分,有學者將其分為無干擾、半干擾和全干擾3種類型,也有學者依據(jù)Sukopp提出的理論,將其劃分為6—7種干擾類型。作為一種比較直接地評價人類活動對景觀干擾的方法,人為干擾度在北京市[31]、小三江平原沼澤濕地[74]、朝陽港潟湖濕[75]、匈牙利東北部[76]、德國[13]等許多有關人類活動干擾的研究中得到了應用。此外,該方法也在不斷改進。例如,孫永光等[67]考慮到人類活動強度的疊加效應和距離衰減效應,對已往評價方法進行改進,借助遙感技術和空間分析技術建立了海岸帶人類活動強度綜合指數(shù)(Human activity intensity index, HAII)。

景觀發(fā)展強度指數(shù)(Landscape development intensity, LDI) 景觀發(fā)展強度指數(shù)是Brown 等[68]于2005年提出的用于量化人類對環(huán)境干擾程度的指標,其基本思想可追溯至Odum的能值理論。LDI通過計算單位時間單位面積某一土地利用類型的能值,取對數(shù)后將結(jié)果標準化,從而評價人類對環(huán)境的干擾程度。其中,用于LDI計算的能值是不可再生能源,包括電力、燃料、肥料、農(nóng)藥和水等。Brown等將LDIi的結(jié)果標準化為1—10,1代表未受干擾的自然土地利用,10代表最高強度的土地利用。Vivas等于2007年提出了修正的LDI計算方法[77],將LDIi值修正為0—42[69]。

LDI方法提出之初適用于河流、湖泊、流域尺度,或在個別規(guī)模較小的孤立的濕地流域。有學者也將LDI方法應用在墨西哥地區(qū),探討了墨西哥地區(qū)隨時間變化人類活動對土地利用的干擾程度[78]。值得注意的是,將LDI方法應用在濕地生態(tài)系統(tǒng)中,由于使用尺度較小,沒有考慮距離變量。但如果在較大面積的流域使用該指數(shù),則需要將距離作為重要變量納入。此外,許多研究表明LDI與濕地狀況(生物多樣性[79]、總磷濃度、土壤電導率和土壤PH[80])相關度較高,而Reiss等[69]運用佛羅里達濕地狀態(tài)指數(shù)(Florida wetland condition index, FWCI)評價濕地健康狀況,發(fā)現(xiàn)FWCI的結(jié)果與LDI相符。因此,作為一種穩(wěn)健的濕地生態(tài)系統(tǒng)健康評價方法,LDI被廣泛地應用在濕地生態(tài)系統(tǒng)健康評價中[81- 84]。

3.2.2 基于生態(tài)系統(tǒng)服務變化

人類活動作用于區(qū)域生態(tài)系統(tǒng),影響生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能,導致生態(tài)系統(tǒng)服務發(fā)生變化,而生態(tài)系統(tǒng)服務反過來作用于人類,對人類福祉產(chǎn)生影響。因此,生態(tài)系統(tǒng)服務的變化可以更好地反映人類活動強度對生態(tài)系統(tǒng)服務需求的影響。在這里主要介紹兩個指標：凈初級生產(chǎn)力的人類占用和人類淡水影響指數(shù)。

凈初級生產(chǎn)力的人類占用(Human appropriation of net primary production, HANPP) 由于凈初級生產(chǎn)力(NPP)可以指代生態(tài)系統(tǒng)服務,因此我們將HANPP也作為基于生態(tài)系統(tǒng)服務變化的評估人類活動強度的指標。HANPP指潛在的植物凈初級生產(chǎn)力(NPP0)與實際留存在生態(tài)系統(tǒng)中生物量總量(NPPt)的差[85]。其基本假設是人類占用凈初級生產(chǎn)力的比例能夠度量人類對生態(tài)系統(tǒng)的控制程度,較高的HANPP對生物多樣性威脅較大。凈初級生產(chǎn)力以焦耳(J)、干物質(zhì)量(kg)或碳(kg)為單位。

HANPP=NPPo-NPPt=NPPo-NPPact+NPPh

式中,HANPP為凈初級生產(chǎn)力的人類占用,NPPo為潛在的植物凈初級生產(chǎn)力,NPPt為當前生態(tài)循環(huán)中現(xiàn)有生物量總量,NPPact為實際植被的凈初級生產(chǎn)力,NPPh為植被凈初級生產(chǎn)力收獲量。

人類淡水影響指數(shù)(Human freshwater impact, HFI) Doddset等[30]從淡水生態(tài)系統(tǒng)服務的角度量化了全球尺度上人類活動對淡水生態(tài)系統(tǒng)的影響。通過計算人類活動對6種淡水生態(tài)系統(tǒng)服務的影響,進而得到人類淡水影響指數(shù)(Human freshwater impact, HFI)。這6種淡水生態(tài)系統(tǒng)服務包括生物多樣性壓力指數(shù)(Biodiversity stress index, BSI),淡水商品壓力指數(shù)(Freshwater commodities stress index, CSI),干擾調(diào)節(jié)指數(shù)(Disturbance regulation index, DRI),溫室氣體排放指數(shù)(Greenhouse gas release index, GRI),水質(zhì)壓力指數(shù)(Water quality stress index, WQI)和水資源壓力指數(shù)(Water availability stress index, WSI)。研究結(jié)果表明,人類使用了全球潛在淡水服務的4%—20%。所有國家都使用了相當量的生態(tài)系統(tǒng)服務。

式中,HFI是人類淡水影響指數(shù)。j代表影響的種類,Pi,totalvalue代表由指標i構(gòu)成的每種生態(tài)系統(tǒng)服務在總的生態(tài)系統(tǒng)服務中所占比例,Pi,max代表每個指標i對其所構(gòu)成生態(tài)系統(tǒng)服務的最大比例,Ii代表每個指標i的值。

3.2.3 基于多狀態(tài)因子的變化

人類活動往往會引起多種環(huán)境要素的改變,因此有學者基于多種狀態(tài)因子的改變定量化評價人類活動強度。Mildrexler等人2009年提出Modis全球干擾指數(shù)(MODIS global disturbance index, MGDI)[86]。該方法考慮了由人類活動引起的植被指數(shù)和地表溫度的共同變化,基于MODIS陸地產(chǎn)品的地表溫度(Land surface temperature, LST)和增強型植被指數(shù)(Enhanced vegetation index, EVI),將每年合成的最大LST與最大EVI的比率與目標年之前多年最大LST與最大EVI比率的均值進行對比,檢測干擾情況[87]。該方法包括了瞬時MGDI和非瞬時MGDI的檢測,計算公式及解釋見表4。當植被沒有受到干擾時,MGDI的值是在常數(shù)1附近輕微波動。當發(fā)生干擾事件時,LST與EVI的比率會顯著增大,導致MGDI的取值大幅偏離1。

表4 Modis全球干擾指數(shù)計算公式及說明

MGDI：Modis全球干擾指數(shù),MODIS global disturbance index

4 建議與展望

總的來說,目前定量化評價人類活動強度取得了一定的進展,但仍存在一些不足需要克服：(1)許多模型是靜態(tài)模型,只能識別人類活動干擾的現(xiàn)狀,不能對人類活動干擾進行預測。(2)現(xiàn)有評價人類活動或者人為作用壓力的模型均假定多重壓力的影響可以簡單相加,但許多研究表明,人類活動引起的多重壓力的影響是復雜的,非疊加性的相互作用[88- 89]。因此,目前對人類活動直接相加的評價方式存在許多弊端,發(fā)展能反映多重壓力相互作用的定量化評價方法顯得非常重要。(3)對人類活動強度的分析缺少準確度評價。為了表達人類活動的空間差異,空間插值方法被應用到若干研究中,插值的有效性應該得到驗證。建議在評價時可以運用多方法進行評估,同時結(jié)合相關單一指標如人口密度等對模型分析結(jié)果進行驗證。(4)發(fā)展新的表征人類活動強度的方法。如目前大數(shù)據(jù)的運用受到關注,社交簽到等數(shù)據(jù)在一定程度上能夠體現(xiàn)人類活動的強度、范圍和分布特點,該類數(shù)據(jù)具有實時性、動態(tài)性,因此對于更好的定量化評價人類活動強度很有幫助。但目前將生態(tài)效應考慮在內(nèi)的此類研究仍為少見。

要加強定量化評價人類活動強度中對生態(tài)效應的考量,對此可能有以下幾個可行的途徑：(1)在指標選取時,可以基于區(qū)域生態(tài)要素,選取能夠體現(xiàn)生態(tài)效應的人類活動指標,而不僅僅從經(jīng)濟社會層面考慮。(2)開展基于生態(tài)系統(tǒng)的評價方式。這里可以有兩種途徑：一是評價生態(tài)系統(tǒng)異質(zhì)性較大的區(qū)域時,要充分考慮人類活動作用地的生態(tài)特征。二是可以系統(tǒng)開展針對特定生態(tài)系統(tǒng)的人類活動強度定量評價,從而為綜合評價不同生態(tài)系統(tǒng)的人類活動強度提供參考。(3)加強人類活動對生態(tài)過程影響的機理研究,為人類活動強度的權(quán)重選擇提供理論依據(jù)。

此外,對人類活動進行定性和定量的評估既需要對現(xiàn)有指標量化,也需要確定相關人類活動的閾值。不同區(qū)域具有不同的自然環(huán)境特點以及資源稟賦條件,確定人類活動干擾的閾值對于區(qū)域的規(guī)劃和發(fā)展具有重要意義。對于人類活動臨界閾值的確定,可采用草地承載量、地下水可開采量、環(huán)境容量、流域水資源利用量等可再生資源的利用臨界;也可采用環(huán)境質(zhì)量的轉(zhuǎn)化臨界(EKC)、生物多樣性安全閾值、生態(tài)承載力(ecological capacity)和初級生產(chǎn)力(NPP)等指標表示[90]。同時,將表征人類活動干擾的指標與表征區(qū)域資源承載力的指標相匹配,可以更好的判斷一個地區(qū)人類活動強度是否處在可接受范圍之內(nèi)。目前這方面的評價方法也有出現(xiàn),如生態(tài)足跡方法以生態(tài)承載力作為閾值,與生態(tài)足跡相比可以評價一個地區(qū)是生態(tài)盈余或生態(tài)赤字[91];人地關系緊張度指標從環(huán)境承載力與人類活動壓力計算的人地關系的緊張程度也可以反映人類活動是否在生態(tài)承載力范圍內(nèi)[92],但將二者結(jié)合進行評價依舊面臨諸多挑戰(zhàn)。

建議在區(qū)域規(guī)劃和管理中要充分考慮區(qū)域人類活動強度,尤其是在生態(tài)脆弱地區(qū)的管理。同時應重視人口稠密地區(qū)、城市化發(fā)展較快地區(qū)的人類活動,建立相應的保護和限制措施,確保人類活動在生態(tài)承載力范圍內(nèi)進行。