江蘇沿海地區景觀格局的生態風險研究

田 穎，李 冰，王 水

（江蘇省環境科學研究院，南京210036）

生態風險是指生態系統及其組分所承受的風險，指一個種群、生態系統或整個景觀的正常功能受到外界脅迫，從而在目前和將來減少該系統內部某些要素或其本身的健康、生產力、遺傳結構、經濟價值和美學價值的可能性［1－2］。區域生態風險評價是生態風險評價的一個分支，它是在區域尺度上描述和評價環境污染、人為活動或自然災害對區域內的生態系統結構域功能等產生不利作用的可能性和危害程度［3－5］。區域性風險問題是眾多因素交互作用的結果，其作用所影響的范圍較大，作用時間及其產生的后果也很難預測［6］。土地利用／覆被變化（LUCC）已經成為全球變化研究的前沿和熱點，LUCC改變了全球生態系統格局與結構，對區域生態風險起著決定的作用［7－9］。景觀生態風險分析是在景觀的基礎上，描述人類活動或自然災害對區域內生態系統結構、功能等產生不利生態效應的可能性和危害程度的過程［10］，通過專業判斷和統計分析，建立景觀組分結構與生態影響類型和強度之間的經驗聯系［11－13］，同時景觀結構還可以準確地顯示出各種生態影響的空間分布和梯度變化特征，使各種空間分析的手段成為可能［14－18］。

本文運用景觀生態學原理與空間統計學分析方法，以江蘇沿海地區為例，基于其景觀結構和土地利用信息，構建景觀生態風險指數，對以人類生產生活活動為主要風險源的土地利用進行景觀生態風險分析，揭示研究區生態風險的時空變化特征，為該區域實現生態保護、經濟建設和環境管理之間的協調發展提供理論依據和技術支持。

1 研究區概況

江蘇沿海地區包括連云港、鹽城和南通三市市區以及下屬贛榆、東海、灌云、灌南、響水、濱海、阜寧、射陽、建湖、大豐、東臺、海安、如東、通州、如皋、海門、啟東17個縣（市），共計20個行政單元，面積3.25萬km2，海岸線長954km，位于東經118.40°—121.95°，北緯31.65°—35.10°，江蘇沿海地區由于灘涂的淤積，在不同的年份淤積成陸地的面積不同，本文選取三個年份進行比較分析，選用統一的邊界進行裁切。

研究區位于北亞熱帶與暖溫帶過渡區，地勢低平，土地資源和灘涂資源十分豐富，水網密集。研究區土地利用具有以下特征：（1）鹽田和灘涂等后備資源豐富，但利用效率較低；（2）農用面積較大，但優質耕地資源流失嚴重；（3）建設用地布局不合理，集約利用水平低；（4）沿海濕地具有重要的生態功能，但土地圍墾對生態環境造成了一定的破壞［19］。

2 研究方法

2.1 數據來源

在本研究中，以數據可獲得性和數據質量較高為原則，分別選用1989年、1995年以及2009年三個年份共12景分辨率為30m的TM七波段的影像數據以及地形圖數據研究20a間江蘇沿海地區的土地利用變化。在土地覆被信息獲取方面，采用了3S集成技術，首先在Erdas環境下，采用三次多項式及最近鄰域插值法對各期遙感影像進行幾何糾正，其中包括對影像的幾何糾正、大氣校正、圖像拼接、圖像裁剪等。其次，運用GPS，到研究區進行實地考察，并根據地表覆蓋分布的空間特征和光譜特征，建立遙感解譯標志。再次，以ArcGIS 10.0為支撐，對不同時期的遙感影像進行解譯，分別得到三個時期的土地覆被圖，并統計了不同時期各種土地利用類型的面積及其比例，得到研究區1989年、1995年和2009年的景觀格局矢量圖，以此為基礎計算三個時期的景觀生態風險指數，利用地統計學中的空間分析方法和ArcGIS軟件，得到研究區景觀生態風險指數的空間分布圖，進而研究其景觀生態風險空間特征的動態變化。

2.2 景觀生態風險小區的劃分

基于網格采樣的方法將研究區劃分為3km×3 km的單元網格，采用等間距分割，建立LUCC生態風險評價單元，共有風險小區335個，利用景觀生態風險指數公式得到每個景觀生態風險指數值，作為采樣網格點的景觀生態風險值，以此為基礎計算樣地中心點的生態風險值［20］。

2.3 景觀生態風險指數的構建

通過建立景觀干擾度指數和景觀脆弱度指數，構建景觀生態風險指數。選取與干擾密切相關聯的，能夠反映生態系統概念與空間分布狀況的景觀破碎度（Ci）、平均分維數（Ni）和景觀優勢度（Di）三個景觀格局分析指標，三者賦予相應的權重并且疊加，得到景觀干擾度指數（Si）。其公式如下。

式中：NPi——景觀類型i的斑塊個數；Ai——景觀類型i的面積；Pi——斑塊i的周長；Ni——這一景觀的斑塊總數；Qi，Mi，Li——斑塊頻度、斑塊密度和景觀類型i占總景觀比例；a，b，c——響應各景觀指數的權重，且a＋b＋c＝1，根據分析權衡，并結合其他學者的研究成果，認為景觀破碎度指數最為重要，其次為平均分維數和優勢度指數，最終分別賦以0.5，0.3，0.2的權重。

不同的景觀類型在維護生態多樣性、保護物種、完善整體結構和工程、促進景觀結構自然演替等方面的作用是有差別的；同時對于外界干擾的抵抗能力也不同［21］。根據借鑒他人的研究成果并結合研究區內6種景觀類型所代表的生態系統的敏感程度得出，以未利用地最為脆弱，其次為灘涂，而建設用地最穩定。依照此結論，分別對6種景觀類型賦值脆弱度指數為：未利用地為6，灘涂為5，水域為4，耕地為3，林地為2，建設用地為1，同時進行歸一化處理，得到研究區景觀脆弱度指數（Fi）。

最終，確定能夠反映不同景觀類型所代表的生態系統在受到自然和人為干擾時其自然屬性損失程度的景觀損失度指數（Ri）以及景觀生態風險指數（ERI）。其公式分別為：

式中：Ai——區域內景觀類型i的面積；A——景觀總面積。

2.4 空間分析方法

生態風險指數本身是一種空間變量，其空間變化特征具有結構性和隨機性，本文采用地統計學中變異函數的方法，借助半方差函數進行區域景觀生態風險程度的空間分析［22－25］。其具體公式為：

式中：γ（h）——變異函數；h——步長，即為了減少各樣點組合對的空間距離個數而對其進行分類的兩點空間間隔距離；N（h）——間隔距離為h時的樣點對數；Z（xi），Z（xi＋h）——景觀生態風險指數在空間位置xi和xi＋h的觀測值。

半方差是度量空間依賴性與空間異質性與空間異質性的一個綜合指標，它具有3個重要的參數：塊金值（Nugget）、基臺值（Sill）、變程（Range）。當間隔距離h＝0時，γ（h）＝C0，該值為塊金值；當h增大到A0時，γ（h）從非零值達到一個相對穩定的常數，該常數成為基臺值（C0＋C），A0為變程，C為結構方差；塊金值C0表示由隨機因素引起的空間異質性，較大的塊金值就預示著較小尺度的某些過程不可忽略；結構方差C表示空間自相關部分引起的空間異質性；基臺值（C0＋C）表示最大變異程度，基臺值越大表示總的空間差異性程度越高；結構方差與基臺值的比例C／（C0＋C）是對變量在空間上的可預測性的一種重要度量，塊金值占基臺值的比例C／（C0＋C）則可用來表示系統變量空間相關程度，若其小于25%，說明變量具有強烈的空間相關性；若大于75%，則表明變量空間相關性很弱。

2.5 生態風險空間變化分析

土地覆被重心遷移模型可以很好地從空間上描述土地利用主要類型的時空演變過程［26－27］。借助于土地利用的重心模型研究該區域生態風險的空間分布及時空演變，揭示其空間變化特征及驅動機制。重心坐標（經緯度）計算見公式（8），（9）。

式中：Xt，Yt——第t年某種景觀生態風險區重心的經緯度坐標；Cti——第i個某生態風險區的景觀生態風險指數；Xi，Yi——與之相對應的幾何中心的經緯度坐標；n——研究區內小區域的總個數。

3 結果與分析

3.1 景觀生態風險空間分異

利用地統計學方法進行生態風險空間分異研究，通過對1989年、1995年和2009年數據變異函數的計算，進行理論變異函數的擬合。在理論變異函數擬合中，發現1989年和2009年高斯模型擬合較好，而1995年球面模型擬合比較理想。模擬結果表明，結構方差與基臺值的比例均低于25%，說明變量具有強烈的空間相關性，相關參數見表1。

表1 變異函數理論模型的相關參數

基于變異函數的理論模型，利用ArcGIS 10.0軟件的地統計分析模塊，對1989年、1995年和2009年335個風險小區的景觀生態風險指數進行克里格插值。采用Natural Breaks分類方法對插值結果進行重分類和景觀生態風險的劃分，進而生成空間分布圖，共分為5個層次，即：高生態風險區（ERI≥0.5）、較高生態風險區（0.45≤ERI＜0.5）、中生態風險區（0.4≤ERI＜0.45）、較低生態風險區（0.3≤ERI＜0.4）和低生態風險區（ERI＜0.3），如表2所示。

表2 景觀生態風險級別克呂格插值面積及其比例統計

1989—1995年，高生態風險區、中生態風險區和低生態風險區的面積呈現減少的趨勢，其中高生態風險區的面積減少了3.14萬hm2，占全區的面積由1989年的6.57%減少到25.67%。而較高生態風險區和較低生態風險區的面積呈現增加的趨勢，其中較高生態風險區的面積增加了3.14萬hm2。

1995—2009年高生態風險區呈現增加的趨勢，增加的面積為33.34萬hm2，占全區面積的比例由25.67%增加到35.22%。同時較高生態風險區、中生態風險區、較低生態風險區和低生態風險區均呈現下降的趨勢。

1989—2009年20a間，高生態風險區呈現增加的趨勢，增加的面積為30.29萬hm2，占全區的比例由26.57%增加至35.22%。較高生態風險區、中生態風險區、較低生態風險區和低生態風險區均呈現下降的趨勢。

1989年的高風險區主要集中在鹽城市的灘涂，到1995年，江蘇沿海灘涂的高風險區面積增加，依然集中在鹽城市，南通市有少部分灘涂由原來的較高風險區轉化為高風險區，同時阜寧縣、建湖縣和鹽城市區的部分區域也由原來的較高風險區轉化為高風險區，到2009年，江蘇沿海的灘涂依然是高風險區，同時灘涂部分的高風險區有向連云港轉移的趨勢，大豐市、灌南縣和阜寧縣依然為高風險區?？v觀20a間的變化，江蘇沿海景觀高風險區始終是灘涂，景觀高風險有繼續蔓延的趨勢，并且從原來的連片狀態向塊狀發展，景觀破碎化區域加劇，這與近年來沿海開發是密不可分的，尤其是對沿海灘涂的圍墾，圍墾面積的增加，速度的加快，使江蘇沿海灘涂濕地面積逐漸減少，是造成沿海灘涂持續為景觀高風險區的重要原因。

較高生態風險區占據江蘇沿海地區的大部分，比例均在45%以上，其中以鹽城市為主，連云港市相對來說較低，但是有逐漸增加的趨勢，這主要是近年沿海開發主要集中在鹽城，而連云港山地較多，對景觀風險的改善有一定的作用。

1989—2009年20a間，江蘇沿海的景觀風險主要集中在高風險區和較高風險區，二者比例之和大于70%，尤其是江蘇沿海地區的灘涂，20a間始終為景觀高風險區的集中所在地，而濕地生態系統對維護生態系統功能具有重要的作用，近年來由于海岸帶的灘涂濕地圍墾后形成的人工濕地的利用方式具有多樣化，景觀加劇破碎化，蘆葦地、灘涂、草地等自然景觀的斑塊數目不但增加不多，而且其平均斑塊面積的減幅增大，同時灘涂濕地面積的減少，動搖了沿海生態系統賴以生存的基礎，因此江蘇沿海地區的景觀生態風險不容樂觀，在對濕地圍墾的過程中要注意對濕地的保護。

3.2 景觀生態風險動態分析

利用ArcGIS 10.0對1989年和2009年2期景觀生態風險等級數據進行疊加分析，分析1989—2009年20a間ERI的變化情況，進而綜合分析江蘇沿海地區景觀生態風險時空演變特征，根據ERI的變化幅度進行動態分級［28］，分為4個等級，即基本變差、略微變差、基本不變、略微變好4個等級，見表3，江蘇沿海地區的景觀生態風險變化見表4。

表3 景觀生態風險級別狀況變化分級

表4 景觀生態風險級別分級

由表4可知，20a間江蘇沿海地區景觀生態風險總體呈現上升的趨勢，生態環境總體形勢不容樂觀。基本和略微變差的面積比例為36.44%，其中景觀生態風險呈現上升的區域主要集中在濱?？h、阜寧縣、建湖縣、鹽城市市區和東臺市等，均屬于鹽城市轄區范圍內。略微變好僅為1.33%，而基本不變的比例為62.23%，占據優勢地位。該地區生態風險的加劇主要和近年來江蘇沿海灘涂圍墾有關，在江蘇沿海各地市中，鹽城處于灘涂圍墾的核心地段，圍墾面積遠高于其他地市，由于灘涂的大面積圍墾，造成濕地面積的減少，潮灘面積的減少引起大量低棲生物的降低，整個生態系統生物多樣性的不斷下降，同時不斷的圍墾也造成了景觀破碎化的加劇，景觀生態風險上升。

3.3 景觀生態風險空間變化分析

在對江蘇沿海地區20a間區域景觀生態風險時空演變特征分析的基礎上，基于ArcGIS 10.0定量分析其重心坐標偏移，有助于探討在城市化背景下，分析基于土地利用時空演變的景觀生態風險空間變化規律及形成機理，從而最大程度地降低城市化進程中土地利用風險水平。江蘇沿海地區景觀生態風險重心轉移變化見表5。

由表5分析可知，生態風險區的重心在1989—1995年向西北轉移了31.37km，1995—2009年向西北轉移了86.18km，較低生態風險區的重心在1989—1995年向東南轉移了59.68km，1995—2009年向東南轉移了26.79km，中生態風險區的重心在1989—1995年向東南轉移了9.87km，1995—2009年向西北轉移了32.12km，較高生態風險區的重心1989—1995年向西北轉移了6.83km，1995—2009年向東南轉移了13.52km，高生態風險區的重心1989—1995年向西北轉移了9.19km，1995—2009年向東南轉移了5.89km。

總體上看，1989—2009年的20a間，較高生態風險區和高生態風險區均位于鹽城市，并且兩個區均有向東部沿海灘涂轉移的趨勢，中生態風險區的重心由南通市轉移到鹽城市，亦有向沿海灘涂轉移的趨勢。這主要是由于經濟的發展，加快了城市化的進程，造成景觀破碎化程度的加劇，同時由于灘涂圍墾面積的增加，而灘涂圍墾的核心主要位于鹽城市，城市的發展和灘涂的圍墾加劇了對江蘇沿海地區生態環境的破壞，尤其是鹽城市生態環境的破壞，因此，在城市發展和灘涂圍墾的過程中應尤為注意對鹽城市生態環境的保護。

表5 景觀生態風險級別重心變化統計表

4 結 論

本研究基于景觀格局的景觀干擾度指數和景觀脆弱度指數構建了景觀生態風險指數，較客觀地反映了研究區景觀生態風險狀況。利用ArcGIS中的地統計模塊，對研究區景觀生態風險指數變異函數的理論模型進行了最優擬合并對其進行了空間插值，同時在ArcGIS軟件的支持下，利用土地覆被重心遷移模型，對景觀生態風險的空間變化進行了分析，結果表明：

（1）1989—2009年的20a間，高生態風險區呈現增加的趨勢，較高生態風險區、中生態風險區、較低生態風險區和低生態風險區均呈現下降的趨勢，較高生態風險區占據江蘇沿海地區的大部分，比例均在45%以上，其中以鹽城市為主，連云港市相對來說較低，但是有逐漸增加的趨勢。江蘇沿海景觀高風險區始終是灘涂，景觀高風險有繼續蔓延的趨勢，并且從原來的連片狀態有向塊狀發展，景觀破碎化區域加劇。

（2）20a間江蘇沿海地區景觀生態風險總體呈現上升的趨勢，景觀生態風險呈現上升的區域主要集中在濱?？h、阜寧縣、建湖縣、鹽城市市區和東臺市等。較高生態風險區和高生態風險區均位于鹽城市，并且兩個區均有向東部沿海灘涂轉移的趨勢，中生態風險區的重心由南通市轉移到鹽城市，亦有向沿海灘涂轉移的趨勢。

由于本研究沒能建立起景觀結構與具體區域生態問題類型之間的直接關系，沒有綜合考慮社會、經濟和生態環境的其他因素，故不具有絕對性。但通過對江蘇沿海地區的區域景觀生態風險的評價，可為區域生態環境管理提供數量化的決策依據和理論支持。

［1］ 盧宏瑋，曾光明，謝更新，等.洞庭湖流域區域生態風險評價［J］.生態學報，2003，23（12）：2520－2530.

［2］ 李國旗，安樹青，陳興龍，等.生態風險研究評述［J］.生態學雜志，1999，18（4）：57－64.

［3］ Hunsaker C T，Granham R L，Suter G W.Assessing ecological risk on a regional scale［J］.Enviromental Management，1990，14（3）：325－332.

［4］ Barrell S M，Gardner R H，Neill R V.Ecological Risk Assessment［M］.Chelsea：Lewis Publishers，1992.

［5］ IrouméA，Huber A，Schulz K.Summer flows in experimental catchments with different forest covers chile［J］.Journal of Hydrology，2005，300（1／4）：300－313.

［6］ 王娟，崔保山，劉杰，等.云南瀾滄江流域土地利用及其變化對景觀生態風險的影響［J］.環境科學學報，2008，28（2）：269－277.

［7］ Franoise B，Jaeques B.Landscape Ecology：Concepts，Methods and Applications［M］.New Hampshir：Science Publishers，Inc，2003：206－210.

［8］ Goldewijk K K.Estimating global land use change over the past 300years：the HYDE Database［J］.Global Biogeo chemical Cycles，2001，15（2）：417－434.

［9］ 周啟剛，張曉媛，楊霏，等.基于PSR模型的三峽庫區重慶段土地利用生態風險評價［J］.水土保持研究，2013，20（5）：187－192.

［10］ Barrell S M，Gardner R H，O′Neill R V.Ecological Risk Estimation［M］.Boca Raton：Lew Publishers，1992.

［11］ 曾輝，劉國軍.基于景觀結構的區域生態風險分析［J］.中國環境科學，1999，19（5）：454－457.

［12］ 彭建，王仰麟，劉松，等.景觀生態學與土地可持續利用研究［J］.北京大學學報：自然科學版，2004，40（1）：151－160.

［13］ 鄔建國.景觀生態學：格局、過程、尺度與等級［M］.北京：高等教育出版社，2000.

［14］ 陳立頂，傅伯杰.黃河三角洲地區人類活動對景觀結構的影響分析：以山東省東營市為例［J］.生態學報，1996，22（4）：116－120.

［15］ 李曉燕，張樹文.基于景觀結構的吉林西部生態安全動態分析［J］.干旱區研究，2005，22（1）：57－62.

［16］ 陳鵬，潘曉玲.干旱區內陸流域區域景觀生態風險分析：以阜康三工河流域為例［J］.生態學雜志，2003，22（4）：116－120.

［17］ Manfred W B.The landscape－ecology risk information system for Namiliaconcept，methodology and examples of application［J］.Applied Geography and Development，1999，53（Z3）：7－25.

［18］ 郄瑞卿，劉富民.基于分形理論的土地利用景觀格局變化研究［J］.水土保持研究，2013，20（2）：217－222.

［19］ 李冰，吳海鎖.從決策源頭保護生態敏感區：江蘇沿海地區發展規劃環評經驗［J］.環境保護，2009（21）：44－46.

［20］ 范一大，史培軍，辜智慧，等.行政單元數據向網格單元轉化的技術方法［J］.地理科學，2004，24（1）：105－108.

［21］ 梵文華，白中科，李慧峰，等.復墾區土壤重金屬污染潛在生態風險評價［J］.農業工程學報，2011，27（1）：348－354.

［22］ 臧淑英，梁欣，張思沖.基于GIS的大慶市土地利用生態風險分析［J］.自然災害學報，2005，14（4）：141－145.

［23］ 荊玉平，張樹文，李穎.基于景觀結構的城鄉交錯帶生態風險分析［J］.生態學雜志，2008，27（2）：229－234.

［24］ 岳文澤，徐建華，徐麗華，等.不同尺度下城市景觀綜合指數的空間變異特征研究［J］.應用生態學報，2005，16（11）：2053－2059.

［25］ 王波，王元仲，李冬梅，等.遷安市農田重金屬含量空間變異性［J］.應用生態學報，2006，17（8）：1495－1500.

［26］ 王欣，吳殿廷，肖敏.產業發展與中國經濟重心遷移［J］.經濟地理，2000，26（6）：978－981.

［27］ 王思遠，劉紀遠，張曾項，等.近10a中國土地利用格局及其演變［J］.地理學報，2002，57（5）：523－530.

［28］ 程晉南，趙庚星，李紅，等.基于RS和GIS的土地生態環境狀況評價及其動態變化［J］.農業工程學報，2008，24（11）：83－88.