張雅洲, 謝小平
(曲阜師范大學地理與旅游學院,日照 276826)
城鎮用地擴張是城鎮化研究和土地利用/覆被變化的研究重點之一[1]。城鎮化過程不僅會直接侵占、破壞濕地,更會間接地改變周邊濕地的水文特征和水質安全,從而影響區域的生態健康。城鎮化對濕地的影響包括直接影響和間接影響,前者往往表現為濕地的消失; 后者一般包括水文效應和水環境效應,例如洪峰徑流增加和徑流水質惡化等[2]。針對城鎮化與濕地的關系,國外研究主要集中在2個方面,一是在微觀上注重具體的水文水質脅迫因子與濕地關系,二是在宏觀上從區域角度定量描述城鎮化與濕地關系[3-7]。目前國內在該領域的研究大多停留在直接影響方面,間接影響的研究較少,鄭小康等[2]指出國內的城市化與濕地關系研究需重視長期監測和資料積累,并強調動態、區域和視角三位一體的分析。
生態易損性研究是區域生態風險研究的重要內容,區域生態風險表征了區域遭受風險的可能性和承受力[8]。許多學者從景觀學的角度研究了區域生態易損性。杜軍等[9]基于景觀學建立了相關生態風險指數,并利用半變異函數進行空間插值,編制了武漢生態風險程度分布圖; 李謝輝等[10]構建了適用于渭河下游的綜合生態風險值的計算模型; 陳鵬等[11]構造了景觀損失指數和綜合風險指數作為區域景觀生態風險評價指標,通過對生態風險指數采樣結果進行半方差分析和空間插值,揭示了阜康三工河流域的生態環境的空間分布特征; 王娟等[12]以景觀干擾指數和土地利用類型的敏感度指數為評價指標,分析了不同研究時段內瀾滄江不同空間范圍的景觀生態風險變化情況。
山東省南四湖是我國北方重要濕地。近30 a來湖區及周邊人口增長迅速,城市經濟取得巨大進步,但也面臨著濕地面積趨減、生物生存環境脆弱等嚴重的生態問題[12]。土地城鎮化是一個明顯的景觀變化過程,必然對區域的生態易損性產生影響。本研究以遙感數據為基礎,借助GIS系統的空間分析功能,旨在探究南四湖區域城鎮化與該區生態易損性的關系。
南四湖是南陽湖、獨山湖、昭陽湖和微山湖4個相互貫連的湖泊總稱,位于山東省西南部,E116°34′~117°21′,N34°27′~35°20′之間,屬河跡洼地湖,由古泗水河道被黃河泥沙淤塞而成,地處暖溫帶、半濕潤季風氣候區[13]。
研究區范圍包括南四湖湖區和周邊的濟寧市任城區、魚臺縣和微山縣陸地部分,總面積約3 358 km2。據濟寧市2011年統計年鑒[14],研究區總人口173.3萬,城鎮人口69萬,2011年城鎮化率39.81%,全年實現生產總值627.11億元。研究區目前已經進入了城鎮化的快速發展階段,且土地形態的城鎮化快于人口的城鎮化[15](圖1)。

圖1 研究區范圍示意圖
該研究選用1987年6月15日和2010年9月18日4景空間分辨率為30 m的TM圖像,以ENVI 4.8為平臺進行研究,采用人工神經網絡法進行監督分類,以《土地利用系統分類標準》為基礎,結合研究區土地利用現狀圖,將分類結果整理成5類景觀: 水面、綠地(濕地和草地)、農田、荒地(未利用地)和城鎮,并利用2011年12月和2012年9月實地考察所獲得的地表覆被數據進行了精度檢驗。
從1987年和2010年2個時相遙感圖像中解譯研究區城鎮及其他景觀信息,運用GIS技術,分析土地城鎮化的發展特點,分析生態易損性的發展變化,并結合景觀變化的假設情況,分析城鎮景觀變化給景觀格局指數、生態脆弱度以及生態易損性帶來的影響,探討城鎮化與湖區生態易損性的關系(圖2)。

圖2 技術路線流程圖
用2010年城鎮替換1987年城鎮,即假設1987—2010年間僅城鎮景觀有發展變化,其他景觀不變。用2010年其他景觀替換1987對應景觀,情況與上述假設類似。
本研究沿用國內普遍使用的土地城鎮化概念,用建成區面積占區域總面積的比重衡量城鎮化水平的高低[1,6],用景觀生態風險指數表征生態易損性。景觀生態風險指數便于預測和評價,能夠清晰地、定量化地描述各種景觀類型所代表的生態系統在受到危害性和不確定性因素作用后可能導致的結果[17]。區域景觀的生態風險對區域尺度十分敏感,本研究建立了3 357個面積1 km2的方格為風險小區,以較可靠地體現研究區生態易損性的空間特性?;诖耍狙芯康纳鷳B易損性可用
(1)
模型度量,式中:ERIk為第k個小區的景觀生態風險指數;N為小區內景觀總數;Si為小區內第i類景觀組分的面積;S為風險小區的總面積;Ri為第i種景觀所對應的生態損失度,計算方法如表1所示。

表1 景觀格局指數計算方法
景觀結構指數Ti反映了相對于整個研究區域而言的各個景觀類型受到人為活動干擾的程度,Ti由破碎度Ci、分離度Ni和優勢度Di疊加得到,通過分析權衡并結合已有研究經驗[10-11,18-19],其相應指數的權重本文取值為a=0.6,b=0.3,c=0.1。
Fi是生態系統脆弱度,反映各個生態系統本身的抗干擾能力,同時還反映其對環境改變的敏感性[9],景觀的自然演替過程與生態系統的脆弱度關系緊密,一般來說處于初級演替階段、食物鏈單一并且生物多樣性差的生態系統脆弱性較高[10,20]。Fi可結合已有研究經驗[10-11,19],并根據專家打分并歸一化得到。
生態損失度Ri的大小由Ti和Fi決定。
利用ENVI4.8的動態監測功能模塊得到研究區1987—2010年間地表覆被轉移矩陣,如表2所示。

表2 1987—2010年研究區地表覆被變化轉移矩陣
由表2可以看出,2010年研究區城鎮景觀面積是1987年近7倍,建成區覆蓋率從1987年的3.4%增長到2010年的17.2%,年平均增長率6.99%,其中396.09 km2由農田轉化而來,占所有新增城鎮面積的85%以上,另外還占用了10.64 km2的水面、50.86 km2的綠草地及36.42 km2的未利用地。水體面積的增長和綠地面積減少,除了本身覆被變化的原因外,水位變化也是重要因素之一,但不影響本文針對城鎮化的研究。
1)將遙感解譯結果載入到ArcMap9.3軟件中,統計斑塊數與面積,根據表1計算得到表3。

表3 1987—2010年景觀生態損失度及其變化率
由表3可以看出,從1987—2010年,各生態系統的生態損失度都有不同程度的上升,其中綠地和荒地的幅度最大,分別增長10.34倍和3.05倍。
2)用2010年景觀斑塊替換對應的1987年景觀斑塊,統計斑塊數與面積,并計算Ri值得到表4。

表4 景觀替換發生后生態損失度及其變化率
①指用2010年某景觀替換1987年對應景觀,1987年其他景觀不變,如“城鎮Ri”即為1987年城鎮景觀被2010年城鎮景觀替換后,某景觀的R值; ②指景觀替換后Ri值相對未發生替換1987年Ri值的變化。
將1987年城鎮置換成2010年城鎮,雖然新增城鎮主要由農田轉化而來,但是從表4看出,Ri值變化最大的是綠地和荒地,分別增長5.99倍和3.51倍; 將1987年其他景觀用2010年對應景觀置換后,研究區內5種景觀的Ri值均發生了不同程度的變化,但大多數Ri值變化不明顯。
將2時相5種景觀分別互換后計算得到的Ri值,與Ri原值相比,其景觀替換后Ri值發生了不同程度的變化,分析景觀Ri原值的變化率和景觀替換后Ri值變化率的相關性,如圖3所示。

圖3 Ri值變化率相關分析圖
由圖3看出,城鎮替換變化率與自然變化率有很大的相關性,R2為0.914 2,表明1987—2010年間城鎮景觀的變化體現了研究區生態損失度變化的主要特征。其他4類景觀替換變化率與自然變化率表現不出明顯的相關性,說明該4類景觀對區域生態損失度的變化影響不大。綜上所述,城鎮用地的擴張是研究區1987—2010年間景觀損失度變化的主要原因。
將統計的不同景觀面積值和Ri原值與城鎮替換后得到的Ri值代入式(1),得到景觀生態風險值。研究區共劃分成3 357個風險小區,故亦有3 357個ERI值。統計3種情況的ERI值,結果如表5所示。

表5 ERI值統計表
①由1987年城鎮景觀被2010年城鎮替換后求得。
以小區的ERI值為風險小區的中心點屬性值進行普通克里金插值,模擬得到整個研究區的生態易損性的空間分布,如圖4所示。

(a) 1987年(b) 2010年(c) 1987年城鎮替換后
對比3種情況可看出,研究區1987年的生態易損性總體比較低,空間表現比較平均(圖4(a)),標準差為0.425; 2010年的生態易損性遠超過了1987年,平均值增加2.347倍,標準差達到了1.923(圖4 (b)),ERI高值區主要集中在南四湖濱湖地區和二級壩周邊范圍。
將1987年城鎮景觀用2010年城鎮景觀替換,其他景觀不變,重新測定ERI值(圖4(c)),平均值增長0.809倍,標準差增加0.412。與未進行替代的1987年生態易損性相比,變化主要發生在上級湖湖西濱湖區和二級壩以南零星地區。
綜上所述,南四湖湖濱區對周邊城鎮擴張的反應十分敏感。
本文利用景觀格局指數搭建了研究城鎮化與生態易損性關系的橋梁,并得出以下結果:
1)1987—2010年間研究區城鎮面積年平均增長率6.99%,共計增加463.10 km2,占所有景觀有效變化面積的60%以上; 而損失度變化最大的景觀為水域和綠地,主要變化區域為南四湖湖濱地區。
2)1987—2010年間景觀損失度變化的原因主要是城鎮用地的擴張; 而隨著城鎮用地的擴張,南四湖湖區所受到的生態風險也愈加明顯和突出。
3)本研究進行的相關性分析有助于找到研究區生態損失度變化的原因,但在定量描述城鎮發展對損失度變化的貢獻方面還表現不足; 而且研究僅從空間上描述了城鎮發展與生態易損性的關系,其內在聯系的機理還需要更加深入地探討。
志謝: 感謝曲阜師范大學南四湖濕地生態與環境保護省高校重點實驗室的支持。
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