白龜山水庫庫濱帶土地利用的生態環境影響評價

楚純潔,宋立生,劉金鑫

(1.平頂山學院環境與地理科學系,河南平頂山467000;2.四川農業大學林學院,四川雅安625014)

濕地與岸邊帶在提高生物多樣性,改善水質,減輕洪澇災害以及阻滯碳釋放等方面發揮著重要的功能[1]。隨著經濟社會的發展和城市化的推進,一些湖濱城市的空間發展不斷向沿湖環境敏感地區伸展,促使該區域土地利用發生了諸多變化,加劇了沿湖生態交錯帶的環境壓力與生態脅迫。水陸生態交錯帶是陸地生態系統和水生生態系統之間進行物質、能量和信息交換的重要生物過渡帶[2],對其研究對于探索自然生態規律和保護環境有重要意義[3]。湖濱帶是水陸生態交錯帶類型之一,是地球上最脆弱的濕地生態系統之一,湖濱帶生態環境狀況對湖泊水體環境質量非常重要[4]。但由于長期缺乏科學保護,我國湖濱帶受到了嚴重干擾,交錯帶特殊生境被破壞,生態系統功能下降,生物多樣性降低。在諸多影響因子中,土地利用及其變化是影響生物多樣性、生態環境質量的主要因素[5-7]。目前有關湖濱帶生態研究主要表現在湖濱帶的生態建設研究[8],湖濱帶生態系統退化及其生態修復研究[9-14],湖濱帶土地利用研究[15-16]等,而湖濱帶土地利用的生態環境影響方面的相關研究則不多見[17-18]。

白龜山水庫為淮河流域沙河上游的一座集防洪、灌溉、城市工業及生活用水等多項用途的大型水利工程。近年來,毗鄰水庫北岸的平頂山市新城區建設不斷拓展,受多種因素影響,水庫水質、濕地生態環境質量呈現出一定的下降趨勢[19-21]。因此,開展白龜山庫區生態影響研究十分必要。庫濱帶與湖濱帶相似,為水陸交錯帶即岸邊帶的一種典型類型[2]。本文以白龜山水庫庫濱帶為例,從土地利用角度定量分析庫濱帶土地利用的生態環境影響,以期為岸邊帶生態環境的保護與管理,為平頂山市生態城市建設乃至其它城市生態脆弱區的生態保護與資源利用提供科學依據。

1 白龜山水庫概況及其庫濱帶范圍

白龜山水庫位于河南省平頂山市區中心西南約6 km 處,地理坐標在北緯 33°42′14″—33°46′16″,東經 113°02′31″—113°14′45″之間 ,屬淮河流域沙潁河水系,主要入庫河流有沙河、湛河、應河、西楊村河、澎河等。水庫東西長15.5 km,南北寬約 4.2 km,水域面積70 km2,總庫容6.49×108m3,控制流域面積2 740 km2。水庫由北側的低山、西部的丘陵、南部的順河壩長16.2 km、東部的攔河壩長1.46 km圍成,地勢西北高,東南低。由白龜山水庫所形成的濕地于2007年被批準為河南省省級自然保護區。庫區周邊分布有2區1縣7個鄉鎮28個行政村,東北緊鄰平頂山新城區,人口達22.35萬,周邊經濟發展對水庫的依賴性極強。

湖濱帶范圍通常是指景觀和性質受水體及陸地兩方面影響的地帶[22]。從方便管理的角度,湖濱帶可泛指鄰近湖泊、水庫并且有顯著資源價值的地帶,包括陸向湖岸帶(陸向輻射帶)、水位變幅帶和近岸淺水區(水向輻射帶)[11,23]。根據相關研究所提出的湖濱帶結構特征[24],白龜山水庫庫濱帶包括山地陡岸型和平原型兩類結構,其組成要素應具有山坡、不發育的灘地、湖濱淺水環境,以及洼地、河流、溝渠、村落、農田、池塘等。白龜山水庫水位由人為控制,正常運行水位為101.0～103.0 m,歷史極限水位為97.65～103.36 m。結合白龜山水庫多年運行的實際情況,并考慮入庫沙河河口沖積平原,將其庫濱帶范圍界定為陸向104.0 m以下,水向至97.5 m以上水域。

2 研究方法

2.1 資料來源及處理方法

以平頂山市2002年分辨率為30 m的Landsat-7 ETM遙感影像為基本信息源,利用ERDAS IMAGINE遙感軟件對研究區ETM多光譜影像、分辨率為15 m的全色影像分別進行幾何校正。然后將校正后的ETM多光譜影像與全色波段影像進行分辨率融合處理,利用監督分類和非監督分類相結合的方法解譯及分類影像,在ArcGIS中處理分析矢量數據,將不同土地利用類型的信息分層提取,生成土地利用數據庫,從而提取研究區土地利用數據。

2.2 庫濱帶土地利用現狀及其影響分區

根據土地利用屬性,參照國家土地利用現狀分類標準(GB/T21010-2007),對白龜山水庫庫濱帶進行實地調查,結果得出,該區主要存在耕地、林草地、果園菜地、建設用地、工礦用地(包括火電、建材等工業用地和非法采沙場)、水域以及其它用地(如撂荒地等)等7種土地利用類型。通過實地調查發現,庫濱帶不同區段生態環境區間分異明顯。為了比較庫濱帶不同區段土地利用的生態環境影響差異,結合白龜山庫區自然保護區功能分區以及不同土地利用類型的相對集聚情況,將庫濱帶劃分為3個分區。其中,分區1為城市影響區域,位于白龜山庫區北岸,自水庫東側攔河大壩向西延伸至濕地自然保護區實驗區西界,即應河北干渠,面積5.70 km2,近年來受周邊城市建設(特別是新城區建設)活動影響較大;分區2為河口沖積平原水源地保護敏感區域,主要位于庫區西岸,濕地自然保護區緩沖區與核心區內,屬于沖積平原農林果土地利用區[25],面積10.15 km2;分區3為城郊型農業土地利用區,主要以耕地為主,位于庫區南岸,西起濕地自然保護區核心區西界,東至順河大壩,面積3.17 km2。3個分區的土地利用構成如表1。

2.3 評價指標體系構建

2.3.1 評價指標選取 目前,我國的土地利用生態環境評價還處在探索階段,沒有形成統一的評價指標和體系,除遵循國家環保總局的指標選取要求外,可根據各地的實際情況選取適合當地的評價指標[26]。白龜山水庫庫濱帶土地利用的生態環境影響主要表現在生物多樣性降低,水質污染,水土流失,土壤功能受損,生境喪失和片斷化等方面。因此,本文選取動植物資源受損程度,污染源類別的重要性程度,土壤壓實退化程度,水土流失程度,生境破碎化程度5個評價指標,分別以M1,M2,M3,M4,M5表示。

表1 白龜山庫區庫濱帶土地利用構成

(1)動植物資源受損程度。這一指標主要反映庫濱帶土地利用對生物多樣性的影響。不同土地利用類型對生物多樣性具有正向和逆向2個方面的作用。研究區植物區系屬暖溫帶落葉闊葉林帶,動物區劃屬古北界華北區,生物物種具有典型的南北生物兼容的特征。結合前人研究[27],從庫濱帶土地利用類型構成可知,耕地、果園菜地、林地(尤其人工林)、道路等建設用地、工礦用地等都是影響生物多樣性的主要用地類型。

(2)污染源類別的重要性程度。這一指標主要通過污染源的相對重要性來反映土地利用類型對庫濱帶環境質量的影響程度。研究區存在多種污染源,如工業污染、農業面源污染、生活污染、水產養殖、旅游觀光活動等,而污染的末端“匯”主要集中于水庫。據白龜山庫區管理局《白龜山水庫熱污染及富營養化研究》成果,水庫水體營養化程度已達到中等富營養化水平,氨氮、重金屬等均符合地表水環境質量標準的Ⅱ類。水質指標BOD5,CODM n,氨氮,總磷,氟化物和pH值等指數近年來均呈上升趨勢,DO則呈逐年遞減趨勢[21]。庫濱帶分布著大面積的耕地、果園菜地等。據調查,當地農藥噴施量年均介于15～22.5 kg/hm2之間,化肥施用量年均約 675～900 kg/hm2。農藥、化肥其不合理使用,不僅對生物群落的結構與功能會產生嚴重影響,而且會降低生物多樣性[28],也會伴隨土壤徑流污染水體。

(3)土壤壓實退化程度。土壤壓實是指施加在土壤上的機械力超過土壤的剪切強度而發生的土壤結構退化現象[29],是土壤功能退化的一個重要表現。土壤壓實退化不僅導致結構體破壞,容重增加,孔隙度降低,緊實度增加,還會對溶質運移過程和生物活動等產生顯著的影響。據部分取樣測定,城市公園、路旁草坪20 cm表土容重介于1.46～1.84 g/cm3,低坡林草地表土容重介于1.20～1.52 g/cm3,耕地表土容重介于1.14～1.41 g/cm3。與正常土壤容重1.30 g/cm3相比,可以說明人類活動施加于不同用地類型的土壤壓實退化程度存在一定差異。

(4)水土流失程度。水土流失是影響庫濱帶生態環境的一個重要指標。庫濱帶西北側低山丘陵主要由褐黃、褐紅、淺黃色的砂質泥巖、砂質粉砂巖、鈣質或砂質礫巖、透鏡狀礫巖及裸露地表的石灰巖組成,地形起伏變化大,植被覆蓋率僅30%～50%,林地少,荒草或裸露基巖坡多,土壤通透性差,極易形成地表徑流;在山麓坡腳有較厚的現代坡洪積物及坡殘積物,但部分地方由于在風積土層上開荒種地,以致造成水土大量流失,基巖裸露。該區域土壤年侵蝕模數為200～800 t/km2,水土輕度流失[30]。而庫濱帶南側地勢比較低平,巖性以淺黃、灰黃色粉土質沖積亞砂土和亞黏土為主,表層土壤為黃黏土和砂黃土,質地多為重壤至輕黏,經過耕種熟化形成黃棕壤,土質黏重,地表植被較好,水土流失不明顯。

(5)生境破碎化程度。這一指標是指生境被分割的破碎程度,是反映庫濱帶土地利用對生物多樣性影響的另一個重要方面。可借鑒景觀破碎度指數(FN)來描述庫濱帶生境破碎化程度,即:FN=(Np-1)/Nc,式中:Np為景觀斑塊的總個數;Nc為景觀的總面積。FN值介于0～1之間,值為0表示生境未受破壞,值為1則表示生境完全被破壞。白龜山庫區庫濱帶各土地利用類型中,景觀破碎度指數分別為:耕地0.31,建設用地0.36,林草地0.34,果園菜地0.89,工礦用地0.19,水域0.03,其它用地0.14。可見果園菜地由于種植面積大而且分散以致于對生境的破壞程度最高,其次為建設用地,而水域最能保持生境的完整性;3個分區的景觀破碎度分別為:分區1為0.55,分區2為 0.19,分區 3為 0.46。由此可見,以受城市建設活動影響為主的分區1生境破碎化程度最高,而由于耕地整理和農業活動的增加,分區3生境破碎化程度也較高。近年來由于入庫河流及水庫水位持續下降,出露的庫底、河口灘地及原來的部分濕地大部分被開墾為耕地,而且大規模的土地整理使庫區濕地的條塊性分割越來越嚴重。據研究[31],自1994—2002年,白龜山水庫水域面積呈減小態勢,其中露出的庫底有 306.92 hm2被開墾為耕地,93.1 hm2的灘地成為荒草地。這種農業化利用和條塊性分割使原濕地生境破碎或發生根本性變化,從而導致生物種類多樣性的變化甚至某些生物種的滅絕[32]。

2.3.2 評價指標體系構建 評價指標體系分為4個層次(圖1):第一目標層即土地利用生態環境影響綜合評分(BI);第二目標層分別對庫濱帶3個分區進行生態環境影響評分;第三層為項目層,分別按耕地(Ai)、林草地(Bi)、果園菜地(Ci)、建設用地(Di)、工礦用地(Ei)、水域(Fi)以及其它用地(Gi)等7種土地利用類型對各分區進行評價;第四層為指標層,各土地利用類型分別以M1—M5作為評價指標。

2.4 評價指標體系計算方法

2.4.1 指標層賦值 為增強數據之間的可比性,各評價指標以無量綱進行處理。本研究采用專家打分法對各評價指標(M1—M5)進行賦分。考慮到不同土地利用類型對于生態環境各評價指標的影響方向會有差別(即促進生態環境改善和加劇生態環境退化2個方面),制定賦分標準為向量V=(-4,-3,-2,-1,1,2,3,4)T,其中1～4分別對應于土地利用類型對各評價指標的影響為正向增大,有利于生態環境質量的逐步改善;相反,-1～-4為負向增大,使生態環境質量逐漸降低。賦分時,存在一個相應的隸屬度向量為

圖1 庫濱帶土地利用對生態環境影響評價指標體系層次結構

2.4.2 權重確定 考慮到各評價指標,不同土地利用類型,不同分區的生態環境影響有差異,因此,應確定相應的權重。根據專家打分和層次分析法(AHP),先按圖1構建各層次判斷矩陣,采用模糊打分準則,用數值1,3,5,7,9標度前者較后者同等重要、稍微重要、明顯重要、強烈重要、極端重要;用 2,4,6,8則表示它們之間的過渡情形。后者與前者比較的重要性標度值用前者與后者比較的重要性標度值的倒數表示。

將評判結果整理后輸入微機處理,運用方根法依次得出各層次指標權重值(表2—3),并且通過一致性檢驗,結果可靠。

表2 不同土地利用類型各評價指標權重

表3 分區及土地利用類型權重

2.4.3 項目層計算

2.4.4 二級目標層計算

式中:BIi——第i分區的生態環境影響指數(評分);Ai,Bi,…,Gi——第i分區各土地利用類型對生態環境影響的評分——第i分區各土地利用類型對生態環境影響的權重。

2.4.5 一級目標層計算

式中:BI——整個區域生態環境影響指數(評分);Pi——第 i分區的生態環境影響權重。

結合專家咨詢意見,定義了生態環境影響指數分級標準(見表4)。

表4 土地利用生態環境影響分級標準

3 評價結果與分析

3.1 評價結果

由表5可知,白龜山水庫庫濱帶土地利用的生態環境影響評價綜合得分-0.55,屬于中度退化影響,反映了白龜山水庫庫濱帶土地利用對生態環境影響的平均程度。為了分析生態環境影響的空間差異,3個分區土地利用的影響大小次序為:分區1＞分區2＞分區3,影響程度具有顯著差異,而且庫濱帶土地利用對生態環境的綜合影響均為負向作用。

表5 白龜山水庫庫濱帶土地利用生態環境影響評價結果

3.2 影響分析

分區1土地利用對生態環境具有較大退化影響,水土流失、水體污染、生境破碎化是該區域生態環境退化的主要表現。該區域處于城市建設影響范圍內,除水域外,土地利用以建設用地為主(表1),加上近郊果園菜地、耕地以及人工林種植等,對庫濱帶生態環境影響較大。而且近幾年由于新城區建設,城市建設用地甚至擴展到庫岸,大量丘陵坡地、濕地、耕地及荒草地等轉變為城市用地,生境的破碎化程度及水土流失均呈增大趨勢。如新城區湖濱大道距離水體過近,最近距離不超過10 m,道路兩側大面積自然植被被鏟除,重新覆土種植人工植被,而且隨著城市人為活動持續增強,土壤不斷地壓實退化,以致造成生境破碎化和生態系統功能下降。另外,城市建設促進了大量人口的集聚,居民生活、休閑所產生的污染問題日益凸顯出來。

分區1東側庫岸分布著眾多的餐飲、娛樂等場所,部分未經處理的生活污水流入水庫形成多點污染。作為國家重點火力發電基地的姚電公司所排放的廢熱水,未經任何降溫處理和廢熱利用便通過明渠直接排入水庫,引起水溫增高,DO下降,造成生物量改變,破壞水生生態環境[19]。通過實地調查發現,白龜山水庫淺水區水藻滋生,沿庫岸蔓延,長達數百米。果園菜地和耕地也是造成分區1生態退化的主要土地利用類型,且天然林草地早已蕩然無存,現全部為人工林和綠化草坪,主要樹種為楊樹、刺槐和旱柳等,樹種結構單一,植被抵抗病蟲害能力較差,也不利于生態系統穩定。繼而,大面積,高強度的施用化肥、農藥所引起的農業面源污染就成為該分區生態環境質量下降的另一重要因素。

分區2土地利用對生態環境具有中度退化影響區。該區域屬于沙河入庫河口沖積平原農林果土地利用區,土地利用類型以林草地(人工林)、建設用地(農村居民點)、耕地和果園菜地為主,農業面源污染和農村生活污染是影響該區域生態環境的主要因素。除此之外,以非法采沙場為主的工礦用地也是近年來不可忽視的重要影響因素。該區域存在著大量非法采沙場,而且所占面積在3個分區中最大(表1)。采沙不僅會改變水體的運移平衡,影響水庫行洪安全,對水生生態系統產生不利影響,而且長期非法采沙致使庫岸受侵蝕嚴重,部分庫岸發生崩塌,濕地被破壞,生物多樣性下降。采沙在加劇水土流失的同時,沙場占用了大量濕地、耕地、林地及草地等,使土地利用性質發生改變。據調查,整個庫濱帶有非法采沙點數十個,每個采沙點面積從600～6 000 m2不等,沙堆周圍植物枯死,土壤沙化,以致威脅庫濱帶生態安全。

分區3屬于輕微退化影響區。該分區地勢平坦開闊,土層深厚,土地利用類型以耕地為主,無明顯水土流失,農業面源污染是該分區生態環境的主要影響因素。

4 結論

本文以白龜山水庫庫濱帶為例,選取野生動植物資源受損程度、污染源類別的重要性程度、土壤壓實退化程度、水土流失程度、生境破碎化程度5個評價指標,從土地利用的角度構建了土地利用對生態環境影響的多層次綜合評價體系。研究表明,土地利用對庫濱帶生態環境產生了明顯的負面影響,不同分區土地利用生態環境影響程度具有顯著差別,影響大小次序為:分區1＞分區2＞分區3,分別屬于較大退化影響、中度退化影響和輕微退化影響;影響較大的土地利用類型主要有建設用地、果園菜地、耕地、林草地、工礦用地等。本文研究結果對庫濱帶土地利用規劃及生態環境保護將具有積極的參考意義。根據以上分析,從生態環境保護角度對庫濱帶土地利用規劃提出如下建議。

(1)制訂庫濱帶土地利用規劃,明確庫濱帶生態保護范圍,并與城市建設規劃相結合,如發生沖突應以庫濱帶生態保護為主,嚴禁在庫濱帶規劃范圍內進行一切建設活動,并通過政策引導及建立相應的補償機制以協調周邊居民與生態保護的關系,促進居民生產、生活方式的轉變;(2)對非法采沙活動進行徹底清理整治,建立庫區管理的長效監督機制,避免采沙行為屢禁不止;(3)調整庫濱帶農用地種植結構及耕作方式,建立現代化生態農業示范園區;(4)加強水庫北側低山丘陵區的水土保持。

致謝:本文資料收集過程中得到河南省科學院地理研究所安春華同志的協助,在此特別感謝！

[2]楊勝天,王雪蕾,劉昌明,等.岸邊帶生態系統研究進展[J].環境科學學報,2007,27(6):894-905.

[3]朱芬萌,安樹青,關保華,等.生態交錯帶及其研究進展[J].生態學報,2007,27(7):3032-3042.

[4]盧少勇,金相燦,張燁,等.滇池內湖濱帶底泥的有機質分布規律[J].濕地科學,2009,7(2):135-141.

[5]Alessandra Falcucci,Luigi M aiorano,Luigi Boitani.Changes in land-use/land-cover patterns in Italy and their implications for biodiversity conservation[J].Landscape Ecology,2007,22(4):617-631.

[6]高清竹,何立環,江源,等.黃河中游砒砂巖地區土地利用對生物多樣性的影響評價[J].生物多樣性,2006,14(1):41-47.

[7]王瑞燕,趙庚星,周偉,等.土地利用對生態環境脆弱性的影響評價[J].農業工程學報,2008,24(12):215-220.

[8]朱季文,季子修,蔣自巽.太湖湖濱帶的生態建設[J].湖泊科學,2002,14(1):77-82.

[9]許朋柱,秦伯強.太湖湖濱帶生態系統退化原因以及恢復與重建設想[J].水資源保護,2002(3):31-36.

[10]張建春,彭樸拙.河岸帶研究及其退化生態系統的恢復與重建[J].生態學報,2003,23(1):56-63.

[11]顏昌宙,金相燦,趙景柱,等.湖濱帶退化生態系統的恢復與重建[J].應用生態學報,2005,16(2):360-364.

[12]楊紅軍,祝松鶴,申哲民,等.湖濱帶生態恢復與重建的理論與技術研究[J].農業環境科學學報,2006,25(S):819-824.

[13]金相燦,顏昌宙,許秋瑾.太湖北岸湖濱帶觀測場水生植物群落特征及其影響因素分析[J].湖泊科學,2007,19(2):151-157.

[14]Balyuk T V,Kutuzov A V,Nazarenko O G.Ecotone system of the southeastern coast of the Tsimlyansk Reservoir[J].Water Resources,2007,34(1):95-102.

[15]蔡書良,黃川.三峽庫區湖岸帶土地利用研究[J].水土保持學報,2002,16(5):51-55.

[16]周濤,陳有君,李慧媛.石林景區湖泊湖濱帶土地利用景觀格局研究[J].太原師范學院學報:自然科學版,2008,7(4):118-122.

[17]尹發能,王學雷,余璟.大九湖土地利用變化及其對濕地生態環境的影響研究[J].華中師范大學學報:自然科學版,2007,41(1):148-151.

[18]陳靜,和麗萍,李躍青,等.滇池湖濱帶生態濕地建設中的土地利用問題探析[J].環境保護科學,2007,33(1):39-41.

[19]李連山,馬春蓮,袁林.熱水污染對白龜山水庫水生生態的影響[J].中國環境管理,2001(6):36-37.

[20]王萬賓,楊根華,聶玉霞.白龜山庫區濕地生態保護中的問題及建議[C]∥中國環境科學學會.中國環境科學學會2006年學術年會優秀論文集(上卷).北京:中國環境科學出版社,2006:941-942.

[21]于長立,王素娜,王世界,等.白龜山水庫水環境現狀分析及優化對策研究[J].安徽農業科學,2007,35(29):9324-9325,9347.

[22]鄧紅兵,王慶禮,蔡慶華.流域生態學:新學科、新思想、新途徑[J].應用生態學報,1998,9(4):443-449.

[23]戴金水.西瀝水庫構建生態庫濱帶的實踐[J].中國水利,2005(6):32-34.

[24]李英杰,金相燦,胡社榮,等.湖濱帶類型劃分研究[J].環境科學與技術,2008,31(7):21-24.

[25]王少安,張子平,劉文鍇,等.平頂山土地資源[M].西安:西安地圖出版社,2001:104-120.

[26]黃宇萍.土地利用過程中的生態環境評價體系[J].經濟地理,2007,27(6):1003-1006.

[27]吳建國,呂佳佳.土地利用變化對生物多樣性的影響[J].生態環境,2008,17(3):1276-1281.

[28]吳春華,陳欣.農藥對農區生物多樣性的影響[J].應用生態學報,2004,15(2):341-344.

[29]楊金玲,汪景寬,張甘霖.城市土壤的壓實退化及其環境效應[J].土壤通報,2004,35(6):688-694.

[30]胡高純,冀長甫.平頂山市水土流失現狀與水土保持區劃[J].水土保持通報,1985,5(5):56-62.

[31]馬文明,卞正富.基于RS的平頂山市土地利用動態變化研究[J].測繪科學,2007,32(6):176-178,98.

[32]陳欣,唐建軍,王兆騫.農業活動對生物多樣性的影響[J].生物多樣性,1999,7(3):234-239.