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河湖水系连通生态环境影响评价概念模型研究
时间: 2017-07-10 08:22:54     来源: 中国水利水电科学研究院学报

      河湖水系连通生态环境影响评价的特点

      连通区的空间结构 纯粹出于改善生态环境这一目的的连通很少,河湖水系连通多有在连通区 内重新配置水资源的目的和作用。连通后,水量在被连通区域之间的交换可能是单向的(如两个区域 通过调水通道连通的情形),也可能是交互双向的(如长江和太湖流域之间的连通),但一般均存在一 个主导输水方向,亦即在平均意义上一般存在经连通通道从某区域往另一区域的“净输水量”。由于 水资源是流域生态系统及人类社会生存和发展最重要的支撑条件之一,连通对这两个区域的影响在 很多时候刚好相反。为此,在一定程度上可将“水量净调出区”概化为仅向外输出水量的“调水区”, 而将“水量净调入区”概化为仅接受外来输水的“受水区”,由此河湖水系连通后所形成的整个连通区 可认为由调水区、受水区和输水沿线区域所组成。考虑到过境水流对输水沿线区域的影响与对受水 区的影响有相似之处,整个连通区可更进一步概化为仅由调水区和受水区组成。对河湖水系连通生 态环境影响的评价需在上述 3 个区域(调水区、受水区及整个连通区)上进行。       河湖水系连通对生态环境的影响机制与其他水工程的不同 河湖水系连通对生态环境的影响与 其他水工程有较大的不同,表现在:(1)河湖水系连通对生态系统的影响首先表现为“连通”而非阻 隔,扩大了连通所涉及生态系统的特征尺度;筑坝等水工程的影响首先表现为“阻隔”而非连通,一 般会缩小河流生态系统的特征尺度,使生态系统被分割,生境破碎化。(2)河川径流就其对生态环境 的意义而言,其特征一般可分为“量、质及情势”等 3 个方面。河湖水系连通的调水效果导致调水区及 受水区可用水资源量的改变,亦即连通不仅改变河川径流中的“质”和“情势”,而且改变“量”;而筑 坝等水工程主要改变河川径流的“情势”,亦即水文、水温、含沙量、营养盐等的过程,其次改变的 是“质”如水质(水温可视为水质的一个内容),在“量”的方面,主要改变泥沙、营养盐等的量,但不 改变水量(可用水资源量)。这意味着其他水工程对生态环境的影响主要表现为阻隔、径流“情势”及“质”的变化所导致的胁迫;而河湖水系连通对生态环境的影响主要变现为连通、径流“量”的变化所 导致的胁迫,而径流“量”的变化间接导致径流“情势”及“质”的变化。 这意味着,在不考虑连通效应对生态系统之间的“沟通”效应的情形下(如调水型连通)分析河湖 水系连通的影响时,首先和主要应从流域(区域)可用水资源量变化对生态环境的胁迫(简称“水资源 胁迫”)入手进行分析。

      河湖水系连通影响及影响评价的空间尺度 河湖水系连通的影响范围(空间尺度)可从 2 个方面 进行说明。河湖处于流域的低地,干支流通过河道的水力联系形成树枝状的水系。河湖水系连通的 影响一方面表现为沿河流廊道及湖泊所产生的影响,另一方面表现为对水系所在流域面上的影响。 对前者,连通的影响主要发生在河流廊道和湖泊内及周边,且往往发生在流域(水系)中较低的部 位;对后者,人类社会取水导致水资源的输运不仅仅沿河流廊道发生,而表现对整个流域面的影 响。举例来说,由于太湖处于流域的低地,太湖流域的高地如西部山区河流可认为基本不受“引江济 太”调水的影响;但“引江济太”减缓了太湖流域的水资源紧缺状况,人类社会从太湖取水并将其用于 全流域,调水又在全流域产生了影响。可以认为,河湖水系连通影响范围的确定不完全是一个技术 问题,范围的确定还受政治经济社会等因素的影响。

      影响评价指标的多重阈值 对可定量评价的指标,往往可通过阈值进行评价。在一般水工程影 响评价中,定量评价指标时往往仅需考虑一重阈值,如指标的最大值、最小值、临界值等,很少有 需要在多个区域上考察指标阈值并进行评价的情况。而在河湖水系连通影响评价中,连通对指标的 影响在不同区域上并不相同,可能需在多个区域上对指标进行评价,从而需在不同区域上考查指标 的阈值是否存在及阈值大小。如何认识和确定指标在不同区域上的阈值,如何正确看待表征同一内 涵的指标在不同区域上的评价结果,是河湖水系连通影响评价中需要阐明的问题。事实上,在河湖 水系连通生态环境影响评价中,对可定量评价的指标有可能存在如下两类阈值:(1)指标在单区域 (调水区或受水区)上的阈值,基于该阈值可评价连通在调水区或受水区上对指标的(绝对或相对)损 害或改善程度;(2)反映指标所表征的属性在连通区内(即调水区和受水区之间)转移或重新配置的可 接受程度的阈值,基于该阈值可评价连通在整个连通区内的综合效益。这种阈值为河湖水系连通影 响评价所特有。

      在由相互之间存在水力关联、连通对指标的影响往往相反的两个单区域所组成的整个连通区内 评价水工程(河湖水系连通一般由水工程来实现)的影响,是河湖水系连通生态环境影响分析及评价 所独有或表现得尤为突出的问题,对如何开展这种评价迄今尚无深入研究。为此,本文基于恢复生 态学领域对生态系统退化/修复过程及机理的认识,从流域生态安全和外界胁迫之间的关系入手,建 立连通在单区域内对(生态环境)指标产生影响的概念模型,并将其发展为连通在整个连通区内对指 标产生影响的概念模型,以刻画调水量和指标变化之间的关系,实现对指标的评价。

      单区域单指标概念模型

      生态系统退化或恢复的概念模型 河湖水系连通区是个很大的范围,无论是调水区还是受水区 一般都包含多种不同类型的生态系统。水资源是生态系统生存发展所需的基础条件之一。连通的调 水效果使调水区及受水区可用水量发生变化,从而调水区及受水区生态系统必然受到干扰或胁迫。 了解在干扰条件下流域生态系统的演化特征对认识河湖水系连通的生态环境影响具有重要意义。

      当前,生态系统的“多稳态”(multiple stable states或 alternative stable states)概念已为恢复生态学所 广泛接受。所谓多稳态,是指生态系统在动态过程中可能存在多个稳定状态,生态系统在不同状 态间的变化很多时候是非线性的。在认识到生态系统的多稳态后,研究者提出了关于生态系统退化 或恢复的多种概念模型。Hobbs 等提出了退化生态系统恢复的临界阈值理论。当前关于生态 系统退化或恢复的“状态和过渡模型”(State-and-Transition Model)得到了广泛的认可,该模型 反映了生态系统在多个稳态之间的非线性变化,认为在不同稳态之间存在阈值,当生态系统结构和功能的变化受外界的影响越过一定阈值时,该生态系统就会实现稳态的转换。当然,任一生态系统 可能同时具有稳态内的线性渐变过程和稳态之间的非线性变化过程,状态和过渡模型能同时包容这 两种过程。Whisenant认为,生态系统退化与恢复过程中应认识到两类阈值,一类由生物相互 作用所控制,另一类由非生物相互作用所控制,生态恢复只需要通过人为干预改变系统生物结构来 跨越前者,但必须通过人为干预以改变物理环境结构来跨越后者。

      多稳态的识别、稳态之间转换指标、指标阈值及其检测、判定等问题是恢复生态学的研究热点,当前对海洋、湿地、湖泊、草地等生态系统都已发现了多稳态的存在。Bestelymeyer在评论多稳态理论在草原生态研究中的应用时认为,可将阈值划分为 3 种:格局阈值(pattern threshold)、过程阈值(process threshold)及退化阈值(degradation threshold),这 3 者可作为生态恢复时 识别状态的阈值,而仅格局阈值可作为预防生态系统退化时的阈值。对陆地景观,当前已有一些方 法来识别不同稳态之间转换的阈值,但对河流生态系统而言,当前的成果还较少。从总体上看, 即使对类型相对单一的生态系统,稳态之间转换阈值的表征及确定方法还处在探索中,稳态识别和 阈值确定都还属于较难的问题。

      流域生态系统在水资源胁迫下退化或恢复过程概化 在评价河湖水系连通的生态环境影响 时,需要了解在水资源胁迫下连通区内生态系统如何恢复或退化。上文中的状态与过渡模型一般 是针对单一类型(如草地、林地)生态系统,而连通影响区一般为多个数量、多种类型生态系统的 镶嵌体,状态与过渡模型描述的生态系统与河湖水系连通影响研究所针对的生态系统在尺度上不 匹配。后者实际上是“流域生态系统”,为此,在河湖水系连通生态影响研究中,有必要引入或发 展流域生态学相关概念和方法。

      Hobbs 等以及 Hobbs 等在对生态系统的状态和过渡模型进行讨论后,也强调了在流域和区域尺度发展有效的生态恢复方法的重要性。Hobbs 等认为,鉴于对很多生态系统都存在状态和过渡模 型中所包含的阈值类型,可假定在流域(或区域)尺度上也存在类似的阈值,亦即状态和过渡模型亦 可用于流域(或区域)生态系统,其中一类阈值与生境破碎化或生境改变所导致的生物连接度损 失有关,另一类阈值和景观物理过程的大尺度改变(如水文变化)有关。

      需要说明的是,生态系统的退化状态(或程度)与外界胁迫的强度有密切的关系,一般 而言,胁迫越强,生态系统越容易发生退化。由于河湖水系连通(在不考虑“连通”效应而仅考虑水资源配置效果时)对连通区生态环境影 响的胁迫主要表现为水资源胁迫,为研究其影响需建立生态系统功能/健康水平和水资源胁迫(这里可 用“调水量”来表征)之间的关系。

      如上文所述,当前对水资源胁迫和流域生态系统响应之间关系的研究还很不成熟,生态系统稳 态转换及阈值识别从总体上看还比较难,在河湖水系连通影响评价研究中对上述模型尚难以直接应 用,但这些模型所反映的在外界胁迫下生态系统退化的基本趋势值得借鉴。在一定强度的外界胁迫下,生 态系统功能/健康水平能基本不变或处于较平缓的退化状态,是河湖水系 连通在对调水区和受水区的生态环境影响方面能达到“双赢”的生态学基础。

      调水区单指标概念模型 水是支持生态系统及人类社会生存发展最基础的要素之一,连通的调 水效应(以及对水质、水文节律的改变)对调水区是一种胁迫,为此,可建立服务于连通生态环境影 响评价的“调水区单指标概念模型”。在建立这种模型之前,有几个问题需要说明。

      (1)水资源属性。水资源就其属性来说,具有水量、水质和水文情势(过程)等 3 个方面。就对流 域生态系统的影响(或支持作用)而言,水量是最基础和最重要的。没有一定的水量,也就无法保障 流域生态系统所需的水文过程及水分条件。因此,调水对生态系统的胁迫首先和主要表现为“调水量”增减对生态系统的胁迫。

      (2)生态系统功能/健康水平的表征。生态系统(如河流)的功能/健康水平表现在多个方面,可通过诸多指标来表征,常用的有水质类别、水功能区达标率、富营养化指数、生态基流保证率 等。由于诸多因素的影响,这些指标随连通度(调水量)的变化很可能不与生态系统功能/健康水平的 变化同步。

      为此,这里引入一种简化,将调水量视为河湖水系连通过程中调水区生态系统所受的主要胁迫 而暂不考虑水质和水文过程,并设想有某种能刻画调水区生态系统功能/健康水平并与之同步(同相 位)变化的指标。在水资源论证中,有地表水资源量、地下水资源量、水资源总量、供水量、用水量、生活用 水、工业用水、农业用水、水资源开发利用率、水资源可利用量、生态环境用水量等概念,其中水 资源可利用量是在保障流域生态安全和水资源可持续利用的前提下,一个流域或区域的当地水资源 中,可供河道外经济社会系统开发利用消耗的最大水量(按不重复水量计算,即流域或区域的净耗水 量加调出流域或区域的调水量),即水资源承载能力;将水资源总量中扣除水资源可利用总量,剩余 的水资源则为河流及地下水系统的“总生态环境用水量“。

阈值的确定

      评价连通对单个生态环境指标的影响是评价河湖水系连通综合影响的基础。在影响评价中,可能 要确定指标在 3个区域上的阈值:在单区域(调水区、受水区)内的阈值以及在整个连通区内的阈值。

      指标在单区域内的阈值 指标在单区域内的阈值包括在调水区和在受水区的阈值。这些阈值有 可能要分下面两类。

      (1)表征单区域内指标绝对值的可接受程度的阈值。连通的调水效果减少了调水区的可用水量, 从而连通对调水区的影响更易表现为决定连通是否可行的控制性因素。这是由于调水区和受水区均 是人类社会及生态系统的载体,调水区社会对连通导致的资源环境损失的承受能力有限度。举例来 说,连通的调水效果可能导致调水区水体纳污能力减小、水质变差。假设一种极端情况,即连通使 调水区平均水质或部分区域的水质由Ⅲ类变为 V 类或劣 V 类,则很难想象调水区社会能长期接受这 种连通。此时,指标在调水区内的阈值就表现为指标的某个绝对值,

      在受水区也可能存在绝对值形式的阈值。例如,连通有可能引起受水区(浅层)地下水位的抬 升,使土壤发生盐碱化或对农作物生长产生不利影响。此时,避免土壤盐碱化、不影响农作物生长 的地下水埋深临界值这一“绝对值”就可能成为相应指标的阈值。

      (2)表征连通前后单区域内“指标变化”的可接受程度的阈值。调水区对指标所表征属性恶化的容 忍程度也可能与受水区该指标的改善程度有关,即调水区社会有可能依据调水区、受水区之间该指 标的相对变化来决定自己对指标变化的容忍程度(阈值)。如果这种阈值存在的话,它是一种从“公 平”的角度出发表现出来的阈值。这种阈值存在性、如何确定等都有待进一步研究。

      讨论和结论

      本文对河湖水系连通生态环境影响评价中的若干基础性问题进行了探讨。分析了河湖水系连通 区的空间结构,认为这种空间结构导致河湖水系连通生态环境影响评价和其他水工程影响评价有重 要的不同,即可定量评价的指标可能存在两类阈值:在调水区、受水区上的阈值,以及表征指标所 描述的属性或特征在整个连通区内转移或重新配置之可接受程度的阈值。后者可能为河湖水系连通 影响评价所特有。为实现在整个连通区内对指标的评价,本文从恢复生态学相关理论出发,将调水 量视为连通对生态系统产生的最主要的胁迫,提出了表征调水量与生态系统功能/健康相关指标之间 关系的概念模型,考察了概念模型的特征,提出了对指标的评价方法。

      需要说明的是,由于河湖水系连通生态环境影响的复杂性,本文在提炼相关概念模型时应用了 一系列假定:(1)将可能双向的连通概化为具有主导输水方向的调水型连通,将整个连通区概化为主 要由调水区、受水区组成;(2)将生态系统实际上的“多稳态”退化或恢复过程简化为单稳态的、光滑 退化或恢复过程;(3)将流域生态系统假定为仅受年调水量的胁迫而不考虑水质水量过程;(4)将所 讨论的指标视为所在区域生态系统功能/健康水平的表征之一,认为随调水量的变化,指标变化与生 态系统功能/健康水平的变化同步;(5)对调水对受水区生态系统的胁迫进行了简化处理,而实际上,该过程可能更为复杂;(6)(当仅考虑单指标时)将河湖水系连通的目的视为使“加权单指标变化”在 连通区最大,认为使“加权单指标变化”最大的调水量(或者说连通)最优。

      本文建立的概念模型是针对调水型连通的。调水型连通是一种连通关系最简单的连通。从这个 意义上说,本文所建立的概念模型提供了一个分析河湖水系连通之生态环境影响的框架(路线图), 可作为进一步研究其他类型连通影响的基础。为进一步推进河湖水系连通影响评价研究,有若干问 题值得进一步讨论:

      (1)如何更合理地反映连通的胁迫。当前的概念模型使用“年调水量”作为胁迫因子,年调水量实 际上是以年为时间尺度的水文过程,这个时间尺度难以反映生态环境系统在敏感期对水分的需求以 及调水在敏感期的影响。同等年调水量条件下,水文过程中可能包括反映各种环境/生态水文需求 (如河岸植被种子传播、鱼类繁殖、改善水环境的水文需求)的水文组分,也可能没有。为此,可基 于连通区具有代表性的生态环境保护需求,针对环境/生态敏感过程,设定敏感期并考察敏感生态需 水过程,在较小的时间尺度上借鉴本文所建立的概念模型开展评价。此外,在同等调水量情况下, 连通可能是单向的连通(纯粹的调水),也可能是通过平原河网维持的双向连通。如何通过合适的概 念模型描述后一种情况的影响,是有待进一步研究的问题。       (2)如何更好地反映受水区生态系统的退化或恢复过程。受水区水量过多也是一种胁迫。在这种 情况下生态系统功能/健康水平如何随调水量变化尚待研究。 

      (3)在应用本文所建立的概念模型评价连通对指标的影 响时,需要知道概念模型中相应曲线的解析表达式。鉴于河湖水系连通问题的复杂性,很难依靠现 场观测获得曲线的解析表达式,很可能需要建立调水或受水区水文、水质及生态数学模型开展系统 的数值模拟,获得离散点后通过的拟合来确定曲线的形式。 

      (4)如何合理地界定河湖水系连通的影响范围。调水区和受水区范围的界定直接影响指标加权时 的权重。当前,对影响范围的界定具有很大的任意性,如何缩小这种任意性是需要研究的问题之一。

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