中国共产党第十八届三中全会和《环境保护法》明确提出依法划定生态保护红线, 实施最为严格的源头保护制度。世界上大多数国家都实行了将天然或近天然的区域划作保护地、建立生态空间体系对物种及其生境进行保护。在国际上虽未有“生态保护红线”这一提法, 但是划定生态保护区域的做法是相似的。作者基于相关文献, 对世界自然保护联盟(IUCN)保护地系统, 以及美国、欧盟、俄罗斯、日本等地区和国家的生态保护地(区)体系的保护地面积和管理实践进行了系统梳理和总结。大多数国家的生态保护地(区)的面积在5-40%之间, 并建立了专门的保护管理职能部门或成立了多部门分工负责的管理体制, 根据人类活动强度的不同制定差异化的管控措施。对比我国现有保护地体系的空缺分析以及保护地分类管理中存在的问题, 本文提出了整合与优化我国现有各类保护区域, 通过重要性、敏感性评价对在生态系统服务功能、生物多样性和生境保护方面作用最为重要的土地优先划入生态保护红线内, 面积比例以占到陆地国土总面积的30%以上为宜。为严守生态保护红线, 根据我国现有部门职能分工, 建议强化环境保护部门对生态保护红线区域的统一监督管理职能, 制定生态保护红线管理办法, 在生态保护红线区域内实行分级分类管理。

生态保护红线划定的目的是为了保护支撑人类经济社会可持续发展的自然生态系统, 实施最为严格的管控措施, 不断改善生态系统服务功能。本文根据《环境保护法》规定和国内相关研究与实践积累, 明确了生态保护红线的概念, 提出了以重点生态功能区保护红线、生态敏感区/脆弱区保护红线、禁止开发区保护红线为核心的生态保护红线体系构成。并进一步将重点生态功能区保护红线区分为陆地重点功能区(包括水源涵养区、水土保持区、防风固沙区和生物多样性维护区)和海洋重点功能区(包括海洋水产种质资源保护区、重要滨海湿地、特殊保护海岛、珍稀濒危物种集中分布区、重要渔业水域等); 将生态敏感区/脆弱区保护红线区分为陆地生态敏感区/脆弱区(土地沙化区、水土流失区、石漠化区、盐渍化区)和海洋生态敏感/脆弱区(海岸带自然岸线、红树林、重要河口、重要砂质岸线、沙源保护海域、珊瑚礁及海草床等); 禁止开发区则包含了自然保护区、世界自然文化遗产地、风景名胜区、森林公园、地质公园、湿地公园、饮用水水源地等类型。基于国家关于生态保护红线管控的最新要求, 提出了分级划定、分类管理的生态保护红线基本管控思路与措施, 按照管理分级和围绕生态功能保护来确定具体管控措施, 旨在为增强生态保护效果, 优化国土空间开发格局, 促进生态文明建设提供理论依据。

中国生态环境脆弱区既是生态退化区域, 也是贫困人口集中分布区, 但其空间分布范围至今仍然不明确。本研究针对土地沙化、水土流失和石漠化等典型生态问题, 采用遥感和GIS技术, 建立评价指标体系及评价模型, 综合评价了全国生态环境敏感性, 定量揭示敏感性空间分布特征。在此基础上, 结合政府文件和已有的研究成果, 识别出全国生态脆弱区分布范围。结果显示, 生态极敏感区主要分布在我国西北干旱/半干旱地区、西南湿润地区、东南湿润地区以及黄土高原丘陵沟壑区; 高度敏感区主要分布在阿尔泰山、天山、阴山南麓、科尔沁沙地、呼伦贝尔沙地、羌塘高原西部、横断山和东南丘陵山地等区域。在全国划定了18个重点生态脆弱区, 总面积240.1万km², 并明确了每个脆弱区的名称、类型、面积、分布范围以及面临的主要生态问题。完成的中国生态脆弱区分布图为全国生态保护红线划定提供了参考底图。

本文依据《国家生态保护红线——生态功能基线划定技术指南(试行)》原则和植物保护的具体情况, 探讨了我国珍稀濒危植物保护红线划定的原则与方法。研究选取《国家重点保护野生植物名录》中收录的所有物种作为研究对象。将其定义为红线保护植物, 其中的I级保护植物定义为红线关键植物, 并基于文献资料及标本记录等数据建立了我国植物的属性数据库和地理分布数据库。在GIS支持下, 以建立的数据库为基础研究了我国红线保护植物的地理分布特征; 基于保护生物学理论, 结合我国自然保护区的就地保护现状进行了分析和评价; 以热点地区和GAP分析为理论基础, 在其分布地中识别具有代表性的热点区域以及不同属性植物分布的重点区域, 进而结合土地利用和人类干扰因素, 划定我国珍稀濒危植物生境整体保护的红线。通过在全国尺度上的分析, 得出我国珍稀濒危植物的整体保护红线面积为71.63万km², 占陆域国土面积的7.45%。植物生境保护红线划定的原则、方法和划定方案的研究对于更准确地划定生态安全预警红线具有重要意义, 同时可以为我国国土生态安全格局的构建提供依据。

生态保护红线是国家依法在重点生态功能区、生态环境敏感区和脆弱区等区域划定的严格管控边界, 是国家和区域生态安全的底线。随着生态保护红线理念正式上升为国家战略, 以及划定技术与方法的发展完善, 生态保护红线正成为生态安全领域的核心议题。由于生态保护红线具有明显地理边界, 合理整合了多部门的生态保护成果, 并更加全面地关注了多种生态过程, 为生态安全格局的构建与优化提供了新思路。本文在梳理生态安全格局研究进展和生态保护红线划定科学本质与内涵的基础上, 探索将生态保护红线区作为生态安全格局的源地, 并以此为基础进一步构建生态廊道、生态战略节点等, 从而形成涵盖重要生态功能保护格局、人居环境安全格局、生物多样性维系格局的生态安全格局体系。以生态保护红线为基础的生态安全格局建设, 将有效保护、恢复和重建自然生态系统的完整性, 维持重要生态服务功能的可持续性。今后需深入探讨生态保护红线区内生态过程-功能-格局之间的内在联系, 并在生态安全格局海陆统筹保护、配套相应管控措施、建立监督评估机制等方面做进一步研究。

植物的花部性状在异质环境中表现出不均一的适应性进化, 其自然变异可能在时空格局上呈现一定的规律性。选择同一物种的不同地理居群进行花部表型变异分析, 能揭示花部性状随地理梯度的变异模式。海仙花报春(Primula poissonii)属于典型的二型花柱植物, 依赖昆虫传粉实现严格的型间异交。该物种广布于横断山地区亚高山-高山草甸, 其分布海拔跨度大且花部性状在种内具有较高变异, 但这些变异在不同地理梯度(海拔梯度和经纬度梯度)的特定选择因子作用下的变化规律尚不清楚。本研究选择海仙花报春16个居群, 对8个花部关键性状和二型花柱繁殖器官的互补度与海拔和经纬度的关系进行研究, 探究花部性状随地理梯度变异的模式及其潜在的选择因素。研究表明, 海仙花报春两种花型的花冠管开口大小、花药高度以及短柱花柱头高度与海拔均呈正相关, 但两种花型的花冠大小, 长柱花的花瓣长度、柱头到花冠管开口的距离, 以及短柱花的花冠管长度与海拔高度间均呈负相关, 其余性状与海拔无显著相关性。除短柱花中柱头高度以外的性状均随着纬度升高而逐渐减小。长柱花中除花药和柱头间的距离以及柱头到开口的距离外, 其余性状均随着经度的增加而减小; 短柱花的花瓣长度、花药高度以及花药和柱头间的距离随着经度的增加而变大, 其余性状均随着经度的增加而减小。繁殖器官间的互补度并不随地理环境的变化而变化。花部性状的地理变异可能受访花昆虫组成的地理变化驱动。繁殖器官间互补程度的高度保守表明非选型交配在居群二态性的维持和稳定过程中起关键作用。本研究为进一步深入开展报春花属(Primula)花部性状及其选择压力的地理变异研究奠定了基础。

第四纪冰期气候的反复变化对青藏高原及邻近地区植物的种群地理分布及种群遗传结构产生了巨大的影响。本研究对青藏高原东北部及其邻近地区无苞香蒲(Typha laxmannii)的15个种群148个个体的叶绿体rpl32-trnL间隔区和核基因(植物螯合肽合成酶, PS)进行测序, 共发现2个叶绿体单倍型和8个核基因单倍型。所有的单倍型被共享, 高原种群没有特有的单倍型。邻近地区种群的叶绿体遗传多样性和核基因遗传多样性分别是高原种群的4倍和2倍。高原种群的遗传分化水平明显高于邻近地区种群, 其中高原种群的遗传分化主要存在于东部种群与西部种群之间。研究结果表明, 冰期后从多个避难所回迁至高原台面和由此产生的奠基者效应造成了无苞香蒲在青藏高原东北及邻近地区目前的遗传多样性和基因谱系地理分布格局。

依托黑龙江凉水国家级自然保护区9 ha典型阔叶红松林动态监测样地的900个2 m × 2 m样方, 对灌木(H ≥ 30 cm, DBH < 1 cm)进行了调查, 基于2006年、2008年和2010年3次调查数据, 分析了地形对灌木分布、死亡及新增的影响。结果表明: 样地内共有灌木18种, 2006、2008和2010年的灌木总数分别为18,253株/ha、27,383株/ha和23,300株/ha。地形对10种主要灌木的分布、死亡和新增均有显著的影响(P < 0.05), 多数灌木种偏好坡中和山脊, 且坡度>6°的地形; 坡向对大部分耐阴性较强的灌木的分布影响较小, 而喜光的毛榛子(Corylus mandshurica)在阳坡和半阳坡的密度显著高于其他坡向。刺五加(Acanthopanax senticosus)、东北山梅花(Philadelphus schrenkii)、光萼溲疏(Deutzia gladata)、黄花忍冬(Lonicera chrysantha)、瘤枝卫矛(Euonymus pauciflorus)、毛榛子和早花忍冬(Lonicera praeflorens)7种灌木DBH < 1 cm的个体的分布、死亡和新增与其DBH ≥ 1 cm的个体的分布表现基本一致。

生物体的外在形态(个体大小及异速生长)不仅是分类学的重要依据, 也是影响生物与环境相互作用的重要功能性状。昆虫体型的地理分异及其机制是昆虫生物地理学的重要基础。本文基于中国省级行政区的瓢虫体型、分布和环境因子数据, 运用相关和回归分析, 探索了中国瓢虫体型(体长、体宽与长宽比)的纬度地带性及其与环境因子的关系。为了确定营养级对瓢虫体型特征的影响, 我们对全部瓢虫、植食性瓢虫和捕食性瓢虫分别进行分析。研究结果表明: (1)瓢虫的体型大小具有显著的纬度地带性, 即纬度越高, 瓢虫的体长或体宽越大, 符合贝格曼法则。与温度相关的环境因子是导致瓢虫体型大小地理分异的主要环境因素, 因为瓢虫以成虫越冬, 体型越大则能量储存越多, 冬眠期间的耐饥力越强; (2)由于食性和食物空间分布的差异, 在各个纬度上, 植食性瓢虫体型总是大于捕食性瓢虫; 捕食性瓢虫的长宽比与纬度呈显著正相关, 即纬度越高, 瓢虫体型越狭长; 而植食性瓢虫的长宽比与纬度没有显著的相关性; 捕食性瓢虫的长宽比与年降水量呈显著负相关, 因为年降水量降低导致植被的斑块化增加, 引起捕食对象分布更为分散, 从而要求瓢虫具有更强的飞行能力, 即更大的长宽比。综上所述, 在省级尺度上, 温度和降水分别主要影响瓢虫的大小和长宽比, 其效应随营养级(食性)的变化而变化。

本文通过对西藏湖泊长刺溞复合种(Daphnia longispina complex)中分布最广的3个物种, 即长刺溞(D. longispina)、盔形溞(D. galeata)和颈齿溞(D. dentifera)线粒体COI基因序列以及GenBank中欧洲的长刺溞、加拿大的颈齿溞和我国东部低海拔地区的盔型溞COI基因序列的比较分析, 研究了西藏湖泊长刺溞复合种的系统进化关系, 发现西藏地区的盔型溞、颈齿溞和长刺溞均已出现较大分化。颈齿溞种群内遗传差异度为0.33-2.32%, 盔型溞为0.33-2.74%, 长刺溞的遗传差异度最高, 为1.31-5.50%。基于COI基因序列构建的最大似然树和贝叶斯系统树均表明, 长刺溞复合种由3个进化分支组成, 分别对应长刺溞、盔型溞和颈齿溞, 三者之间的遗传差异度为9.40-16.98%(Kimura 2-parameter双参数模型)。基于COI基因单倍型(haplotype)所构建的网络关系也支持上述3个分支的存在。早期记录虽然显示长刺溞在我国分布较广, 但本次调查只在班公错有发现, 相比之下, 盔形溞和颈齿溞则分布更广。我们的研究表明, 由于形态学鉴定上的局限性, 早期的长刺溞记录很可能混杂了容易引起混淆的盔型溞或颈齿溞。

青藏高原东缘生态环境脆弱, 森林频繁遭到砍伐, 生物多样性受到严重威胁, 森林砍伐后的生态恢复成为研究热点。原生动物在生态恢复中作为指示生物起着重要作用。本文就未砍伐、砍伐后不同恢复时期(20年、10年和1年)生的川滇高山栎(Quercus aquifolioides)林的土壤理化性质和原生动物在生长季的变化进行比较研究, 以探讨生长季不同月份、不同恢复期的原生动物数量变化规律, 分析土壤理化性质与其相关性。结果表明: (1)恢复10年和1年的林地的鞭毛虫数量(193个/g干土, 164个/g干土)显著高于原始林地(22个/g干土), 肉足虫在恢复1年的林地中数量最多(600个/g干土), 纤毛虫数量则随次生演替进程逐渐增多。(2)在生长季不同月份原生动物的数量呈先增加后减少的趋势。鞭毛虫和肉足虫的峰值分别出现在7月和8月, 而纤毛虫的数量在7、8、9月明显高于6月。(3)原生动物数量与土壤理化性质密切相关。鞭毛虫数量与pH值呈显著正相关(P = 0.019), 纤毛虫数量与铵态氮(P = 0.002)和碳氮比呈显著正相关(P = 0.022), 肉足虫数量与硝态氮(P = 0.008)和碳氮比(P = 0.016)呈显著负相关。结果显示, 三种原生动物数量在生长季不同月份表现出较大的波动性, 其数量变化受土壤理化性质等多种因素调控。纤毛虫数量对川滇高山栎林砍伐恢复有正响应, 而鞭毛虫、肉足虫数量有负响应。

在城市用地和保护地都快速扩张的背景下, 保护地与城市之间的距离在急剧缩小, 然而这并未引起人们的足够关注。城市对保护地的负面影响具有尺度效应, 且随着距离的接近, 负面影响也将加剧, 因此保护地与城市距离的远近可成为衡量负面影响大小的重要依据。本文基于全球保护地和大城市及城市用地分布数据, 对全球、洲际、地区和国家尺度1950-2010年城市与保护地距离的变化进行分析。结果表明: (1)在4个尺度上, 保护地与城市的距离都在不断缩小。欧洲和西欧是保护地与城市距离最近的洲和地区, 而大洋洲和澳大利亚及新西兰则是距离最远的洲和地区。在面积排名前20的保护地大国中, 中国是保护地与城市平均最近距离最小的国家, 其与50万以上人口城市的平均最近距离在2010年仅为143.5 km。(2)根据城市与保护地距离的现状及其变化, 可将保护地排名前60的国家分成5类: (a)距离很近, 靠近速度慢, 如西欧国家; (b)距离近, 靠近速度适中, 如中国、美国; (c)距离较近, 靠近速度快, 如沙特阿拉伯、厄瓜多尔; (d)距离较远, 靠近速度较慢, 如巴西、加拿大、俄罗斯联邦; (e)距离远, 靠近速度较快, 如澳大利亚、非洲大多数国家。(3)全球范围内, 越来越多生物多样性较高的保护地将面临被城市影响的境地。该结果以期引起大家对全球保护地与城市距离急剧缩短现象的关注和警惕。

灌丛是陆地生态系统中最重要的自然植被类型之一, 在植被演替、生物多样性保护和维持生态平衡等方面具有重要作用。本文基于2012年的样地资料, 对湖南大围山杜鹃(Rhododendron simsii)灌丛的物种组成和群落结构进行了分析。结果表明: 群落内共有维管束植物58种, 隶属于36科50属, 其中木本植物19种, 草本植物39种, 缺乏木质藤本; 区系以温带性质为主, 兼受热带亚热带区系的强烈影响; 群落外貌矮平, 灌木层个体集中在1-2 m高度级; 植被分类上, 该群落归属于山地中生落叶阔叶灌丛, 隶属于温性落叶阔叶灌丛群系组; 生活型以地面芽和高位芽植物为主, 反映了亚热带中山山顶温凉湿润的气候特点; 群落各层次优势种明显, 具有较高的稳定性和均匀性; 高度级和基径级分析表明群落内中等大小个体具有保守的生活史策略, 优势种杜鹃为远期衰退种群。综合分析结果表明, 该杜鹃灌丛尚处于群落演替的中期或前中期, 最终将演替为亚热带中山常绿落叶阔叶混交林或常绿阔叶林。

保护地以其丰富的生物多样性和优美的自然环境为生态旅游的开展提供了基础条件。近年来, 保护地的生态旅游与旅游道路建设得到了飞速发展。旅游公路的修建, 在促进经济发展的同时, 也带来了野生动物致死、基因隔离、栖息地丧失、生境破碎化等一系列生态问题。因此设立合适的野生动物通道作为一种有效方式, 成为缓解公路对野生动物负面影响的主要途径。本文基于动物通道相关研究, 提出通道设计应遵从针对性、科学性、持续有效性、可行性四条原则, 道路生态学与保护生物学相关理论、保护地管理法规与管理规划、关键物种或类群生态学特性与栖息地现状以及沿线地形地貌特征都应作为通道设置的参考依据; 并从通道建设的数量、位置、类型、尺寸、表面设计、配套设施以及后期监测等方面提出了通道建设的技术参数。为长期有效地发挥野生动物通道的生态功能, 建议制定通道建设技术规范, 细化通道技术参数, 积极开展科研监测, 以缓解道路对野生动物的影响。