寧安市土地生態脆弱性時空變化分析

張 龍，宋 戈，孟 飛，王學偉

（1.東北農業大學 資源與環境學院，哈爾濱150030；2.東北大學 土地管理研究所，沈陽110819；3.黑龍江省村鎮發展研究中心，哈爾濱150030）

隨著人口急劇增長和經濟快速發展，人類活動廣度和深度不斷加深，引發了水土流失、森林減少、生物多樣性喪失等一系列問題，加劇了土地生態系統的退化。土地生態脆弱性研究作為可持續分析的重要分析工具之一，越發引起學術界關注［1－2］。目前，國內外學者在區域土地生態脆弱性評價方面開展了大量的研究，國外的研究除借助“3S”技術深入到各類型區域外，還出現與景觀學相結合或針對特殊條件的土地生態脆弱性評價體系［3－4］。國內的研究主要集中在半濕潤、半干旱和干旱區域的生態脆弱帶［5－8］。在評價方法上，多采用綜合指數法［9－10］，以自然環境、社會經濟統計數據等離散的點上數據作支撐，以行政區域或流域為評價單元進行的，較大程度上限制了對土地生態脆弱性自然空間分布規律的揭示。一些學者嘗試從景觀視角出發，采用能準確指示各種生態影響的空間分布與梯度變化特征的景觀指數建立評價模型，實現土地生態脆弱性評價的定量化和空間化［11－14］。研究的時空尺度上，多集中于省域尺度或流域尺度的空間變化研究，縣域尺度及時空變化研究相對較少。研究土地生態脆弱性在時間上的變化，可以有效地揭示區域土地生態脆弱性的演變方向，有助于了解區域土地生態脆弱性的變化機制。因此，開展區域土地生態脆弱性時空變化研究不僅可以了解區域土地生態脆弱程度的變化，而且有助于因地制宜地利用土地資源和保護脆弱生態環境［15］，對區域可持續發展具有重要指導意義［16－17］。

寧安市林地景觀和農田景觀交錯分布，頻繁的人類活動成為自然生態環境的最大干擾之一，近20a來，景觀格局的變化使原有的土地生態系統生態功能趨向良性和不穩定性的雙重變化。本文以寧安市為研究區，基于景觀生態學原理，選取破碎度、分維倒數、分離度、土壤侵蝕敏感性和土地利用生態適宜度指數，構建景觀類型脆弱度指數計算模型和土地生態脆弱度指數計算模型，利用連續覆蓋全區的格網進行空間系統采樣，利用ArcGIS軟件進行普通克里格法插值，生成土地生態脆弱度空間分布圖，分析研究區1991年、2000年、2010年20a來土地生態脆弱性的時空變化，為區域生態環境保護可持續發展提供理論依據。

1 研究區概況

寧安市位于黑龍江省東南部偏西，張廣才嶺和老爺嶺之間的牡丹江上游谷地（43°39′24″—44°49′40″N，128°7′54″—130°00′44″E）。屬于低山丘陵區，由于地質時期新構造運動折皺、沉積、臺升、凹陷、河流沖刷搬遷淤積作用，從西南向東北形成了山地、丘陵漫崗、沿江平原三種地形。總的地勢為西南高，東北低，四周高，中間低。市域內土壤以山地暗棕壤為主要土類，自然植被可分為山地夏綠林和草甸草原兩種類型。屬中溫帶大陸季風氣候，年平均氣溫4.5℃，氣候溫和，積溫2 600～2 700℃，平均降水量500～600 mm。寧安市轄7鎮、5鄉，2010年人口44萬人，土地總面積為7 923.9km2，現有耕地24.03km2、林地48.03km2、草地1.87km2、水域1.52km2。隨著人口膨脹、大面積毀林開荒以及過度采伐，區域植被覆蓋度降低，水土流失導致土地生產力持續下降，土地生態脆弱性逐漸凸顯。

2 數據與方法

2.1 數據來源與處理

本文所用基本數據為寧安市1991年、2000年和2010年7月的30m×30m分辨率Landsat TM／ETM＋影像數據，與1∶10萬地形圖配準；參照中國科學院的國家基本資源與環境遙感調查數據庫中的土地利用／土地覆被分類體系［18］，結合研究區特點，以土地生態系統類型為基礎，將其分為耕地、林地、草地、水域、建設用地與其他用地6個一級類型，建立解譯標志；在遙感數據處理軟件ENVI 4.7支持下，圖像經過幾何校正和圖像增強處理后，在ArcGIS 9.3平臺下通過人機交互式的判讀方法，對遙感數據進行目視解譯，解譯精度在85%以上。解譯數據存儲為shp文件，并轉為grid文件，以計算景觀格局指數。用收集到90m×90m分辨率的SRTM DEM數據提取坡度數據，并對坡度進行分級，與土地利用數據進行疊加處理，以計算土壤侵蝕敏感性指數和土地生態適宜度指數。

根據研究區范圍和采樣的工作量，將研究區劃分為5km×5km的正方形作為評價單元，采樣方式為等間距，共有340個采樣區，計算每一樣本區的土地生態脆弱度指數，利用ArcGIS 9.3軟件提取研究區每個樣本區中心點坐標，并將樣本區土地生態脆弱度指數賦給中心點，在此基礎上進行普通克里格法插值，并根據脆弱度指數分級標準進行重分類，獲得全區土地生態脆弱度空間分布圖。

2.2 研究方法

2.2.1 景觀類型脆弱度指數指標選取 景觀格局作為自然與人為多種因素相互作用所產生的區域生態環境體系的綜合反映，既是景觀異質性的具體體現，又是各種生態過程在不同尺度上作用的最終結果。不同的景觀類型在維護生物多樣性、完善景觀結構、促進景觀整體功能發揮等方面的作用不同，并且不同景觀類型對外界干擾的敏感性和抵抗能力也存在差異［16］，敏感性越強，景觀越脆弱，適應能力越強，景觀

在反映景觀所受干擾強度的景觀格局指數中，選取破碎度、分維倒數以及分離度，并結合研究區生態環境問題，選取土壤侵蝕敏感性指數，構建景觀類型敏感性指數。各種土地利用類型具有不同的生態功能，土地利用生態適宜性表征了區域生態環境的好壞，從一定程度上反映區域生態環境的自我恢復能力。本文以土地利用生態適宜性作為土地生態脆弱性的適應性因素。景觀格局指數是運用Fragstats 3.3軟件計算得出，各指數的計算公式和指標含義參見參考文獻［11，14］。土壤侵蝕敏感性的計算，依據中華人民共和國行業標準：“土壤侵蝕分類分級標準”（SL190－2007）中面蝕（片蝕）分級指標，利用不同景觀類型對不同土壤侵蝕等級的適宜度面積加權來表示土壤侵蝕敏感性指數［19］，其公式為：越穩定。因此景觀類型脆弱度可以表達為敏感性指數與適應性指數的比值［19］，即：

式中：SWi——景觀類型i的土壤侵蝕敏感性指數；Bij——i類景觀分布在j土壤侵蝕等級上的面積；Bi——i類景觀總面積；Sij——i類景觀相對于j土壤侵蝕等級的權重；j——土壤侵蝕等級；n——土壤侵蝕等級數。在土地利用生態適宜度計算中，將坡度分為0°～5°，5°～8°，8°～15°，15°～25°，25～35°五個級別，計算公式如下：

式中：Pi——某一土地利用類型生態適宜度；n——坡度等級數；j——坡度級別；Aij——j坡度級別內i類土地的面積；Ai——i類景觀總面積；Pij——適宜度權重。

2.2.2 景觀類型脆弱度指數計算模型 根據公式（1）即可得到景觀類型脆弱度指數計算模型：

式中：VIi——景觀類型i的脆弱度指數；FNi，FIi，FDi，SWi，Pi——景觀類型i的破碎度、分維倒數、分離度、土壤侵蝕敏感性以及土地利用生態適宜度；α，β，γ，δ——權重，α＋β＋γ＋δ＝1。

2.2.3 土地生態脆弱度指數計算模型 利用所建立的景觀類型脆弱度指數，將景觀類型脆弱度與區域土地生態脆弱狀況聯系起來，將其轉化為空間化的區域土地生態脆弱度，進而從空間上反映整個區域土地生態脆弱性特征。將各景觀類型脆弱度指數經面積加權得到土地生態脆弱度指數，其公式如下：

式中：EVI——土地生態脆弱度指數；Ai——i景觀類型面積；m——景觀類型個數；TA——樣本區總面積；VIi——i景觀類型的脆弱度指數。

2.2.4 評價標準的確定 為了便于比較研究區土地生態脆弱性的大小，根據土地生態脆弱度指數分布情況，運用ArcGIS軟件提供的自然斷點法（Natural breaks），經過不斷調整，最終將土地生態脆弱度指數分級為生態良好區（＜0.179 7）、輕度脆弱區（0.179 7～0.289 0）、一 般 脆 弱 區 （0.289 0～0.388 7）、中度脆弱區（0.388 7～0.489 3）、重度脆弱區（＞0.489 3）。本文的分級標準主要用于比較研究區內土地生態脆弱度的大小情況，是針對研究區的相對標準，不能與其他研究區相比較。

3 結果與分析

3.1 景觀類型脆弱度分析

對各指數經過歸一化無量綱處理，根據公式（4）計算各個景觀類型脆弱度指數（表1）。由表1可知：（1）林地、耕地、草地的破碎度較高，20a間林地和耕地呈現逐年遞增的趨勢，草地、水域和其他用地逐年遞減，建設用地在2000年減少后又有所增加。（2）建設用地分維倒數最高，并逐年增加，其他用地次之，并逐年減少。其他景觀類型分維倒數均較小，且變化不大。（3）建設用地分離度最高，其他用地次之，林地和耕地雖然破碎度較高，但區內有集聚分布趨勢，分離度不高，破碎化的加劇導致其分離度也逐漸增加。（4）20a來耕地的土壤侵蝕敏感性逐年增大，且在各種景觀類型中最高。林地、草地、水域和其他用地呈逐年遞減趨勢，建設用地逐年遞增。（5）林地、草地各個年份的生態適宜度均為1，耕地生態適宜度逐漸降低，水域和其他用地逐漸增加。（6）20a來研究區各景觀類型脆弱度排序為：耕地＞建設用地＞其他用地＞水域＞草地＞林地，隨著人類活動干擾的加劇，耕地和建設用地景觀類型脆弱度逐年增加。林地景觀脆弱度呈先增高后降低的趨勢，這跟區域先毀林造田，后退耕還林密切相關。林地、草地自身景觀類型系統穩定性較高，故土地生態脆弱性表現不明顯。水域景觀類型脆弱度呈遞減趨勢，其他用地在2000年降低后又增加。

表1 研究區景觀類型脆弱度指數

3.2 土地生態脆弱性時空變化分析

3.2.1 土地生態脆弱性時序變化 由研究區1991年、2000年及2010年340個評價單元的土地生態脆弱度指數計算結果可知，各評價單元的土地生態脆弱度指數變化趨勢為先減后增、持續降低、持續增加和先增后減，這4種趨勢占全區面積比例分別為3.1%，5.5%，49%，42.4%。20a來研究區61.7%的樣本區土地生態脆弱度指數增大，土地生態脆弱性增高。

對研究區340個評價單元土地生態脆弱度指數各級所占面積進行統計（圖1）可知，1991—2010年各脆弱度分區面積變化趨勢不一，生態良好區和輕度脆弱區面積總體呈減少趨勢，生態良好區在1991—2000年間大幅減少，在2000—2010年間又有所增加。輕度脆弱區略微增加后又出現減少，20a生態良好區和輕度脆弱區平均年減少率分別為0.74%和1.12%。一般脆弱區面積總體呈減少趨勢，平均年減少率為1.98%。中度脆弱區在1991—2000年間減少，2000—2010年間又略微增加，平均年減少率為1.63%。重度脆弱區在20a間急劇增加，平均年增長率為10.77%。

圖1 研究區各評價等級脆弱性面積所占比例

3.2.2 土地生態脆弱性空間變化 由圖2可知，研究區土地生態脆弱性的分布總體呈中北部重，外延逐漸減輕的特征。重度、中度脆弱度區主要分布在中北部的耕地與建設用地景觀集中的地區，分布范圍逐年擴大。較輕的脆弱度分區主要分布在研究區的東部、南部及西部地區，這些地區是林地和草地景觀集聚的地區。具體分布情況如下：（1）1991年研究區土地生態脆弱度指數平均值為0.250 6，脆弱度指數整體較低。重度脆弱區和中度脆弱區占全區面積分別比重為2.77%和18.19%，主要分布于三陵鄉、海浪鎮、蘭崗鎮和東京城鎮；一般脆弱區和輕度脆弱區占全區面積比重分別為12.47%和26.19%，分布于沙蘭鎮東部、鏡泊鄉北部、馬河鄉北部、石巖鎮北部、蘭崗鎮、江南朝鮮族滿族鄉西部和寧安市區東南部；生態良好區占全區面積比重為40.38%，主要分布于沙蘭鎮西部、鏡泊鄉南部、馬河鄉南部、石巖鎮南部、臥龍朝鮮族鄉和江南朝鮮族滿族鄉西部。（2）2000年研究區土地生態脆弱度指數平均為0.286 7，整體增高。重度脆弱區和中度脆弱區所占全區比重分別為17.57%和11.31%，范圍擴大，蔓延到沙蘭鎮西部、鏡泊小鎮、鏡泊鄉東部、石巖鎮北部、臥龍朝鮮族鄉和江南朝鮮族滿族鄉西部；一般脆弱區和輕度脆弱區占全區面積比重分別為12.32%和28.51%，分布于沙蘭鎮、鏡泊小鎮、鏡泊鄉、馬河鄉和臥龍朝鮮族鄉的部分，范圍擴大；原有生態良好區逐漸惡化，占全區面積比重下降為30.28%。（3）2010年研究區土地生態脆弱度指數平均為0.295 2。重度脆弱區和中度脆弱區范圍有所擴大，所占全區面積比重分別為21.4%和13.08%。其中鏡泊鄉開始出現重度脆弱區，中度脆弱區范圍也有所擴大；一般脆弱區和輕度脆弱區占全區面積比重分別為9.8%和20.9%，分布于鏡泊鄉北部、馬河鄉和臥龍朝鮮族鄉的部分，面積減少，向生態良好區轉化，生態良好區面積占全區比重有所升高，增加至34.82%。

圖2 研究區土地生態脆弱度空間分布

4 結論與討論

（1）通過景觀類型脆弱度計算模型得出，耕地和建設用地土地生態脆弱度最高，并呈逐年上升趨勢。1991—2010年，全區耕地和建設用地分別增加7.39%和0.7%，兩類景觀受人類活動干擾最大，不適宜耕作的土地被開墾，以及建設用地的增加，加劇了土地生態系統的不穩定性。

（2）1991年、2000年以及2010年研究區土地生態脆弱度指數統計結果表明：研究區61.7%的樣本區土地生態脆弱度指數增大，生態良好區在大幅減少后又有所增加；輕度脆弱區略微增加后又出現減少；一般脆弱區面積總體呈減少趨勢；中度脆弱區減少后又略微增加；重度脆弱區在20a間急劇增加。中高脆弱區所占全區面積比重不斷增加，輕微脆弱區面積比重逐年減少，研究區土地生態脆弱性不斷加劇。

（3）1991年、2000年以及2010年研究區土地生態脆弱度指數普通克里格法插值結果表明：研究區土地生態脆弱性逐年增高，分布總體呈現中北部重，外延逐漸減輕的特征，分布范圍逐年擴大；20a間，重度脆弱區由零星分布發展到集中連片，并逐步擴大；一般脆弱區和輕度脆弱區環繞重度脆弱區，并向外延滾動，20a間面積比重增加后又減少。

本文以景觀格局指數作為寧安市土地生態脆弱性的主要評價指標，景觀格局的改變必然會引起區域土地生態系統功能的變化，故通過研究景觀格局指數的變化來識別區域土地生態脆弱性時空變化是可行的。本文的土地生態脆弱度指數分級是為了便于比較研究區脆弱度大小的不同，是相對標準，如何實現評價標準的統一仍需進一步探討。本文的研究結果可以為區域生態環境保護與重建，以及土地資源可持續利用提供理論依據，根據區域土地生態脆弱度的時空變化，有針對性地進行生態建設、環境保護以及土地利用的結構調整，從而提高研究區土地生態系統的穩定性，最終實現寧安市生態環境與社會經濟建設的協調可持續發展。

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