基于景觀結構的生態移民安置區生態風險評價
——以寧夏紅寺堡區為例

王 鵬,王亞娟,劉小鵬,陳 曉,孔福星

1 寧夏大學資源環境學院, 銀川 750021 2 寧夏(中阿)旱區資源評價與環境調控重點實驗室, 銀川 750021

生態移民區別于環境移民[1]、工程移民[2]、氣候移民[3]等,其內涵同于我國易地扶貧搬遷的概念[4],它是指把位于生態脆弱區或重要生態功能區、生態環境嚴重破壞地區,以及自然環境條件惡劣且已喪失基本生存條件地區的貧困人口向其他地區遷移的過程[5],對遷出區具有生態保護和降低貧困的雙重意義[6]。但對遷入區而言,生態移民過程也是將遷出區生態壓力向遷入區空間轉移的過程,理論上會對遷入區生態系統產生不同程度擾動或破壞。國外生態移民研究主要集中在生態移民合法性的反思、后續生計、土地和環境問題以及文化變遷和沖突等方面[7],而我國對于生態移民的研究則主要集中在生態移民生計評估[8]、安置模式構建[9],以及生態移民環境容量[10]、生態移民環境效益[11]、生態移民生態環境影響驅動機制[12]以及對生態移民安置區農戶滿意度[13]、土地利用變化[14]、資源優化配置[15]等方面,但對生態移民安置區的生態風險評價研究卻鮮有報道。

生態風險評價是伴隨著環境管理的目標和環境觀念的轉變而逐漸興起并得到發展的一個新的研究領域[16- 17],其發展經歷了從環境風險評價到生態風險評價再到區域生態風險評價的發展歷程,風險源也由單一風險源擴展到多風險源,風險受體由單一受體發展為多受體,評價范圍由局地擴展到區域景觀水平[18]。其研究主要是運用模型法[19]、熵值法[20]、暴露-反應法[21]等方法,結合遙感和GIS技術[22],對流域[23]、礦區[24]、自然保護區[25]等開展風險源、風險受體、危害表征以及暴露-效益等要素的度量和識別,并制定相應的管理模式和策略。目前,國外生態風險評價主要圍繞這區域、流域、沿海、土地利用進行一些新的研究與探索,就其發展趨勢看,生態風險評價正向大區域、多層次與計算機輔助分析的方向發展,特別是多層次模型與統計學工具的應用將起到更大的作用[26]。我國生態風險評價研究起步較晚,且多集中在對國外生態風險評價基礎理論、方法和制度的探討方面,而重點研究領域也主要集中在生態風險評價指標體系的建立與評價標準確定的探討、水環境生態風險評價、區域生態風險評價、景觀生態風險評價、流域生態風險評價以及“3S”技術在生態風險評價中的應用等方面。但其日臻完善的評價理論和方法為生態風險評價提供了有力的科學依據和技術支持。

2001年以來,國家對居住在生存環境惡劣、“一方水土養不起一方人”地區的貧困人口組織實施了易地扶貧搬遷,累計搬遷680萬余人。“十三五”期間,全國計劃易地扶貧搬遷貧困人口1000萬人。本文以我國最大的生態扶貧移民集中區—寧夏紅寺堡區為例,采用目前國內外學者較為認可的生態風險評價的方法—景觀格局指數法,充分利用“3S”技術對紅寺堡安置區生態風險進行研究評價,以期為區域生態移民過程中生態安全和環境管理提供理論依據和技術支持。

1 研究區域

紅寺堡區地處寧夏中部干旱帶,介于105°43′—106°42′E,37°28′—37°37′N,屬于山間盆地區域,是承接寧夏東西南北的地理中心(圖1)。全區地勢南高北低,平均海拔1240—1450m,屬于典型的溫帶大陸性氣候。年平均氣溫8.4℃,平均無霜期155d,年日照時數3036.4h,日照時間長。境內降水量少而集中且年際變化大,平均降水量277mm。1995年,該區域成為國家大型水利樞紐工程—寧夏扶貧揚黃灌溉工程(“1236”工程)的主戰場。1999年成立中共紅寺堡開發區工委。2009年,吳忠市紅寺堡區成立。該區域主要安置同心、海原、原州、彭陽、西吉、隆德、涇源7縣(區)易地扶貧搬遷戶。2015年,區域總面積2767km2,轄2鎮3鄉、1個街道、61個行政村、2個城鎮社區,總人口約189566人,其中回族人口占總人口的62.3%。

圖1 研究區地理位置Fig.1 Geographical location of study area

2 研究方法

2.1 數據來源與處理

以研究區1995年、2000年、2005年、2010年和2015年TM遙感影像為數據源,在ENVI遙感軟件的支持下,對TM影像進行幾何校正、圖像配準等綜合處理。依據全國土地資源分類系統,再結合研究區的土地利用現狀特點,按照區分差異性、歸納共同性的方法,將研究區分為耕地、林地、草地、水域、建設用地、沙地和未利用地7種景觀類型。在ArcGIS軟件的支持下,采取人機交互解譯,后經GPS野外采樣點實地考察校正,得到研究區1995、2000、2005、2010、2015年的景觀格局矢量圖,選取樣本分離度均高于1.88,五期影像解譯Kappa指數均大于0.85,達到解譯精度需求。最后基于這7種景觀類型建立生態風險指數,利用地統計學中的空間分析方法和ArcGIS軟件,得到研究區生態風險指數空間分布圖,進而對研究區生態風險空間特征的動態變化進行了分析和研究。

2.2 生態風險小區的劃分

圖2 生態風險小區的劃分Fig.2 Division of the ecological risk area

為了將生態風險指數空間化,在考慮研究區范圍和工作量大小的基礎上,依據研究區景觀斑塊平均面積的2—5倍的原則,本文將研究區劃分為3km×3km的風險小區,劃分方式為等間距系統采樣法,共劃分372個風險小區。計算每一個風險小區內各類景觀的綜合生態風險指數,以此作為風險小區中心點的生態風險水平(圖2)。

2.3 景觀生態風險指數的構建

生態風險的大小取決于區域生態系統受外部干擾的強弱和內部抵抗力的大小,不同的景觀類型在保護物種、維護生物多樣性、完善整體結構與功能、促進景觀結構自然演替等方面的作用存在差別,且不同的景觀類型對外界干擾的抵抗能力也不同[27]。利用ArcGIS 10.2,將研究區域矢量圖轉化為柵格圖,采用景觀格局分析軟件Fragstats 3.4對景觀格局特征參數在景觀水平和類型水平兩種尺度上進行計算和分析,通過不同的景觀格局指數疊加構建景觀損失指數(Ri)來反映不同景觀類型所代表的生態系統受體在受到人為干擾后,其自然屬性損失的程度。景觀損失指數為景觀干擾度指數(Si)和景觀脆弱度指數(Ei)的綜合[28]。本文從區域生態系統的景觀結構出發,選取景觀破碎度指數、景觀分離度指數、景觀優勢度指數、景觀干擾度指數、脆弱度指數和損失度指數構建綜合生態風險指數,分析研究區域景觀生態風險大小及變化情況。

2.3.1 景觀干擾度指數

景觀干擾度指數(Si)用來反映不同景觀所代表的生態系統受到外部干擾的程度,區域所受干擾越大,生態風險也就越大[29]。借鑒相關文獻[30-32],景觀干擾度指數可通過景觀破碎度(Ci)、景觀分離度(Ni)和景觀優勢度(Di)的權重疊加而獲得,計算公式及含義如下表所示(表1)。

表1 景觀格局指數計算方法

表中ni為景觀類型的斑塊數,Ai為景觀類型的總面積,A為景觀總面積；Qi為斑塊出現的樣方數/總樣方數,Mi為斑塊的數目/斑塊總數,Li為斑塊的面積/總面積;a、b、c分別為破碎度、分離度和優勢度的權重,且a+b+c =1,依據相關參考文獻及專家意見,對三個指標分別賦以0.5、0.3和0.2的權值

2.3.2 景觀脆弱度指數

不同的景觀類型在維護生物多樣性、保護物種、完善景觀整體結構和功能、促進景觀結構自然演替等方面的作用是有差別的,所以不同景觀類型對來自外部干擾的抵抗能力的大小也是不同的[34]。景觀類型抵御外部干擾的能力越弱,則脆弱度越大,生態風險越大。這種差異性與自然演替過程中所處的階段有關。處于初級演替階段食物鏈結構簡單、生物多樣性指數小的生態系統對外部干擾抵抗能力較小,較為脆弱[35]。由于人類活動是景觀類型的主要干擾因素之一,而土地利用類型則是人為因素與自然因素對景觀結構作用的綜合反應。針對研究區實際情況,在借鑒他人研究成果[36-38]的基礎上,將本區的7種土地利用類型的脆弱性分級,由高到低依次是：沙地7、未利用地6、林地5、草地4、水域3、耕地2、建設用地1,進行歸一化處理后得到各景觀類型的脆弱度指數Ei。

2.3.3 景觀損失度指數

景觀損失度指數(Ri)反映了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的程度[39]。利用不同指數疊加來表示某一景觀的損失度,其表達式為：

Ri=Si×Ei

式中,Ri為景觀類型的損失度指數,Si為景觀類型干擾度指數,Ei為景觀類型的脆弱性指數。

2.3.4 景觀生態風險指數

用景觀干擾度指數和景觀脆弱度指數的乘積來表示景觀損失指數,指不同景觀類型遭遇干擾時所受到的生態損失的差別[40]。利用景觀損失指數和景觀組分的面積比重構建生態風險指數,用于描述一個樣地內綜合生態損失的相對大小,以便通過采樣的方法將景觀空間結構轉化。

式中ERIi為第個風險小區的景觀生態風險指數,Ri為類景觀的景觀損失度指數,Aki為第個風險小區內景觀類型的面積,Ak為第個風險小區的面積。

2.4 空間分析法

為了在綜合生態風險的空間分析中研究景觀的空間規律性和等級結構,在生態風險系統采樣的基礎上,利用地學統計的變異函數方法,通過半方差函數進行理論變異函數的擬合,利用插值法編制生態風險級別圖[41],從而完成對生態風險評價空間分布情況的直觀描述和空間結構的分析,得到紅寺堡移民安置區的生態風險時空變化規律。其計算公式為：

式中：r(h)為變異函數,h為步長即配對抽樣的空間間隔距離,N(h)為間隔距離為h時的樣點對數,Z(xi)和Z(xi+h)分別為景觀生態風險指數在空間位置xi和xi+h上的觀測值。

2.5 地理探測器機理分析方法

地理事物空間分布的差異性,深受經濟社會或自然要素影響,探明其機理是地理學研究的重要內容,“地理探測器”研究方法首次應用于地方性疾病形成原因的探測[42]。其模型如下：

3 結果分析

3.1 安置區土地利用/覆被變化

由表2中的各類土地利用類型面積比例可以看出,1995—2015年研究區域的土地利用景觀類型以草地為主,草地景觀面積占景觀總面積的比重分別為68.3%、58.8%、58.8%、58.6%、57.8%,呈逐年遞減的趨勢。其次是耕地,耕地景觀面積占景觀總面積的比例由1995年的25.5%增加到2000年的32.5%,而后降低至2005年的27.2%,2005—2015年耕地景觀面積占景觀總面積的比例逐年增加,2015年已達到32.5%。林地、水域、建設用地面積比例較小,但是在研究期間也呈現出明顯的增長趨勢。土地利用變化率反映了土地資源數量的變化程度,從土地利用類型變化率上可以看出,1995—2015年間研究區草地面積的變化率為負值,其余景觀類型的變化率均為正值,其中林地和建設用地的土地利用變化率最大,分別為29.57%和78.90%。在1995—2000年間,耕地、林地、水域、沙地變化率均為正值,說明其面積增加,其中沙地的變化率最大,為24.92%；2000—2005年間,耕地和水域的變化率降低,分別為-3.28%和-1.11%,林地變化率持續增加,草地無變化,未利用地變化率驟增,達到112.91%；2005—2010年間,耕地、水域、建設用地的變化率大幅度增加；2010—2015年間,耕地變化率逐步增加,林地變化率變緩,建設用地變化率最大,達到55.53%。

3.2 安置區景觀格局指數分析

利用景觀格局指數軟件Fragstats 3.4和Excel 2007的統計分析功能,按照表1給出的計算公式,得到研究區1995、2000、2005、2010、2015年各景觀類型的景觀指數(表3)。1995—2015年間紅寺堡土地利用類型發生了較大的變化。由表3可以看出,在整個研究期內,研究區斑塊數量增加,整體破碎度提高。研究區景觀類型主要以草地和耕地為主,耕地和草地面積變化也比較大,但是一直分布比較廣泛,優勢度指數較大,為研究區的主要景觀類型。研究期間耕地斑塊數量增加,景觀分離度下降,優勢度增加。建設用地面積增加幅度較大,斑塊數量持續增加,景觀優勢度增加,分離度減小,對景觀格局影響較大。林地面積持續上升,分離度和優勢度 呈現出先降低后增加的變化特點。草地的斑塊數明顯增多,由1995年的112個增加至2015年的208個,由于面積的變化,致使景觀的破碎度指數不斷增大,由此導致破碎化程度不斷加深。而草地的分離度也不斷增大,空間分布特征由最初的大片塊狀集中分布變為小塊隨機散落分布。

表2 1995—2015年紅寺堡移民安置區土地利用類型/覆被變化

表3 1995—2015年紅寺堡景觀類型格局指數

從表4可以看出,研究區間,紅寺堡移民安置區整體生態風險指數變化幅度僅7.7%,其中1995—2000年、2000—2005年、2005—2010年、2010—2015年變化量占總變化量的19.72%、14.91%、1.61%、1.58%,區域生態風險值數變化速度呈降低的趨勢。在7種土地利用類型中,草地的生態風險指數貢獻率最大,建設用地最小；研究期間草地的生態風險值呈較小的趨勢,沙地和未利用地呈先增加后減少的趨勢,耕地、林地、水域、建設用地呈增加的趨勢,不同景觀類型的平均生態風險指數值依次為草地>耕地>沙地>未利用地>林地>水域>建設用地,說明研究區草地的占用和破碎化分割對紅寺堡移民安置區生態環境和社會經濟發展的生態風險潛在影響最大。

表4 紅寺堡移民安置區1995—2015年不同土地利用類型景觀生態風險指數

3.3 安置區生態風險的空間分析

圖3 紅寺堡移民安置區生態風險空間分布Fig.3 Spatial distribution of ecological risk in Hongsibu resettlement area

通過計算得到各個風險小區的綜合生態風險指數,利用ArcGIS中的克里金空間插值法進行插值,對插值得到的紅寺堡安置區生態風險分布圖的ERI進行屬性分類符號設置,利用ArcGIS將研究區的生態風險劃分為低風險區(0.0065≤ERI≤0.0114)、較低風險區(0.0114≤ERI≤0.0163)、中風險區(0.0163≤ERI ≤0.0213)、較高風險區(0.0213≤ERI≤0.0262)和最高風險區(0.0262≤ERI≤0.0311)。利用地統計學分析方法,計算出變異函數,利用球狀模型進行擬合檢驗,并利用插值法制作研究區域的生態風險級別圖,統計各個風險級別所占的面積。從而對研究區生態風險進行直觀描述和風險等級的空間分析。由圖3可以看出,1995—2015年期間,生態移民安置區生態風險變化顯著。生態風險等級以較低風險區、中風險區和較高風險區為主,經歷了由較高到中度的轉變,生態風險整體趨于好轉。從空間分布上來看,最高生態風險區和較高生態風險區逐步向南部轉移,有北部的大塊區域收縮成南部的小塊區域,其面積不斷下降,分別減少了22435hm2和52051hm2；中生態風險區主要分布在紅寺堡鎮、太陽山鎮、柳泉鄉以及大河鄉地區,且面積比例由1995年的27.4%增加至2015年的47.5%。較低風險區主要分布在新莊集鄉,所占比例上升至25%；分布在平羅山附近、柳泉鄉南部、新莊集鄉東部的最低生態風險區面積增加了13475hm2,所占比例上升5%。安置區各等級生態風險的面積變化差異較大,由表5可以看出,研究期間,研究區的生態風險等級以較低風險區和中風險區為主,1995、2000、2005、2010、2015、兩者的面積比例分別為50%、56.2%、78.2%、61%、73%。各個生態風險等級區域向高等級區域和低等級區域的動態轉化均有出現,其中較低風險區面積在研究期間呈現出先增加后減少的波動態勢,但研究時段內該等級的面積總數上升了8.9%,生態移民過程中建設用地面積的擴張和交通用地對草地的分割是較低風險區面積波動的主要原因；在研究期間,較高風險區和最高風險區面積呈現出波動減小的趨勢,而最低生態風險區面積隨時間在不斷遞增。

表5 克里金插值法的研究區生態風險等級面積

Ⅰ：最低風險區 Minimum risk area; Ⅱ：較低風險區 Lower risk zone; Ⅲ：中等風險區 Medium risk area; Ⅳ：較高風險區 Higher risk zone; Ⅴ：最高風險區 Highest risk area

3.4 安置區生態風險主導因素

區域景觀生態風險受各種因素的綜合影響,本文選取了能夠反映景觀格局變化的14項指標,對影響區域生態風險的主導因素進行探測研究。首先利用ArcGIS軟件進行數據處理得到生態風險分級與各指數分級匹配結果。根據地理探測器計算模型,對各土地利用類型的多項景觀格局指數進行分級分區,計算得到各指數對土地生態安全指數的影響力(表6)。由此可知,1995—2015年安置區區域景觀生態風險的形成主要受到景觀斑塊數、景觀破碎度、景觀優勢度、景觀損失度、斑塊密度等因素的影響。

表6 生態風險影響因素探測值

4 討論與結論

生態移民安置區的生態風險程度和狀況是生態移民可持續發展的保障。如何將生態移民安置區的生態風險定量化表達是生態移民可持續發展的核心問題。本文以遙感數據為基礎,在ARCGIS軟件支持下,基于景觀生態學原理,利用景觀格局指數構建綜合生態風險指數,對移民安置區的土地利用類型、景觀結構的變化及其生態風險的時空變化進行描述和分析,得出以下結論：

(1)紅寺堡移民安置區的主要景觀為草地和耕地,研究期間紅寺堡移民安置區土地利用類型變化明顯,各類土地利用類型間的轉化都有發生,導致景觀格局變化顯著。其中草地面積變化最大,減少了29744hm2,主要是由于移民安置區的建設和發展以及人類的活動占據了大量的草地,導致草地面積大量的減少。耕地面積在移民開始時期逐步增加,但受到退耕還林、還草政策的影響在2000—2005年間面積開始減少,由于移民安置區發展的需求,自2005年開始耕地面積開始緩慢增長,至2015年耕地面積占總面積的32.5%,相比1995年增加了8820hm2。林地面積在研究期間呈現出緩慢增長的趨勢,究其原因主要是保護生態環境的需要和大羅山自然保護區的建立,致使林地面積逐年增加。研究區地處中部干旱帶,為滿足生產和生活的需要建立了許多水庫,是水域面積增加的主要原因。建設用地面積增多主要是由于安置區房屋、道路以及公共服務建設用地面積的增加所導致的。沙地和未利用地在研究始末面積幾乎保持一致,但是研究期間面積波動變化明顯,主要由多種風險源綜合作用的結果。

(2)研究區土地利用類型的變化使得景觀格局隨之發生改變,研究區景觀整體斑塊數逐年增加,破碎化程度不斷加深。研究期間草地面積減少,耕地、林地、水域、建設用地面積增加。耕地景觀的破碎度指數、優勢度指數、干擾度指數也隨之增加,致使損失度指數變大,說明耕地受干擾程度不斷增強,損失程度增大。政府實施的退耕還林政策對林地的保護已有成效,致使其面積和斑塊數以及優勢度指數在研究期間不斷增加。建設用地面積增加幅度較大,斑塊數量持續增加,景觀優勢度增加,分離度減小,對景觀格局影響較大。

(3)對比研究區1995年、2000年、2005年、2010年和2015年五期綜合生態風險面積比例變化表和空間分布圖,可以看出研究區生態風險空間差異大,各風險等級面積均有所變化,生態風險指數以低、中等級為主,大體以羅山為中心向周圍區域呈擴散狀增加。1995—2000年,最低生態風險和較低生態風險面積比例增加,其他等級生態風險面積比例均下降。2005—2010年,最低生態風險、較低生態風險和較高生態風險面積比例增加,中生態風險面積比例下降。2010—2015年,最低生態風險和中生態風險面積比例增加,較低生態風險和較高生態風險面積比例降低。研究始末,最低生態風險、較低生態風險和中生態風險面積比例增加,其他生態風險面積比例降低,說明研究區整體生態風險有所下降,生態風險程度降低。

紅寺堡安置區生態風險程度逐漸降低,但生態風險程度變化起伏大,而且不具有規律性,同時隨著安置區建設以及人類活動范圍的不斷擴張、安置區生態環境的保護與建設對景觀格局產生巨大影響,使其生態風險存在較大空間差異。除此之外,安置區移民習俗以及生產生活方式等都會引起生態風險。本文所構建的生態風險值是以景觀格局指數為指標來評價紅寺堡移民安置區的相對生態風險,并不具有絕對性,但是研究區景觀格局的變化勢必會引起生態風險的變化,利用多時段的景觀結構信息結合空間統計的方法可以定量的描述研究區相對景觀生態風險程度,揭示生態風險的空間分布特征和動態變化。

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