基于地理探測器的江西省萬安縣生態脆弱性時空演變及驅動力分析

張 瑩, 張學玲, 蔡海生

(江西農業大學 江西省鄱陽湖流域農業生態工程技術中心/南昌市鄱陽湖生態重點實驗室/農村土地資源利用與保護研究中心, 江西 南昌 330045)

隨著人口數量的急劇增加和社會經濟的快速發展，人類活動的加劇對生態環境造成巨大的壓力，生態脆弱性問題尤為突出。生態脆弱性已成為全球環境變化和可持續發展研究的核心問題之一[1-3]。開展生態脆弱性研究不僅對環境保護十分重要，而且對合理利用土地資源及可持續發展具有重要的指導意義。在社會經濟發展和農業開發利用過程中，縣級的自然生態系統受到嚴重的人為干擾，為保證生態系統的連續性，迫切需要開展縣級生態脆弱性研究。通過對生態脆弱區實施生態修復和優化農業資源利用等手段，實現縣域可持續發展。脆弱性概念起源于對自然災害的研究，Timmerman(1981年)首次在地學領域提出了脆弱性概念，1988年第7屆SCOPE(環境問題科學委員會)大會中進一步明確提出了“生態脆弱帶”的概念，之后全球范圍內相關生態脆弱性的研究便逐漸鋪展開來。中國對生態脆弱環境的研究源于20世紀80年代。有關生態脆弱性的概念國外學者Bogard，Dow等[4-6]以及國內學者趙越龍、趙平、周勁松等[7-10]分別從不同角度進行闡述。總體而言，生態脆弱性是由于生態系統內部結構的不穩定性，受到人類干擾所表現出的敏感性，以及生態環境受到外界損害時所表現出的恢復能力，是自然屬性和人類行為共同作用的結果。目前，在區域生態脆弱性評價方面，國內外學者開展了大量的研究。評價方法多樣，主要采用SRP模型、AHP法、人工神經網絡法、綜合評價法、模糊綜合評判法等。近年來，一些學者[8,11-16]開始從景觀生態學的角度深度挖掘景觀格局變化和生態環境脆弱性之間的內在關聯性，以此來建立更加全面、科學的生態脆弱性評價指標體系，為區域生態環境脆弱性提供新思路與新方法。景觀格局指景觀組成單元的類型、數目以及空間分布和配置，反映了自然、人為、生物與非生物多種因素的綜合作用，涉及多種生態過程，在一定程度上決定了生態系統的結構和功能[16]。此外，從宏觀景觀格局分析縣級生態脆弱性的研究仍很少見，指標賦權重的方法更多采用主觀分析法，如：特爾菲法、層次分析法等，人為因素影響較大。因此，為了全面反映區域生態脆弱性的時空演變規律，本文應用景觀生態學原理，構建生態壓力度、生態敏感度和生態恢復力指標體系，運用景觀指數評價法、熵權法、灰色關聯法、空間自相關性分析等方法，采用RS/GIS技術，對萬安縣生態脆弱性近30 a的脆弱性進行定量研究，旨在為縣級土地脆弱性定量評價提供借鑒方法，以此促進縣級社會—經濟—生態可持續發展。

1 研究區概況

萬安縣位于羅霄山脈東麓，江西省中南部，吉安市南緣，居贛江上游東西兩岸，地跨東經114°30′—115°5′，北緯26°8′—26°43′。縣境東西寬約47 km，南北長約65.5 km，總面積2 038 km2。贛江由南至北縱貫該縣，可上溯贛州市，下抵南昌市入鄱陽湖。萬安縣具有典型的江南丘陵地貌特征，由于南嶺山系羅霄山脈的中段脈系和武夷山脈的余脈逶迤入境，形成了贛江兩岸復雜多樣的小地貌結構。近年來，萬安縣人口快速增加、經濟急速發展，導致生態環境問題加劇，生態脆弱性問題明顯顯現。

2 指標體系與研究方法

2.1 數據來源及預處理

本研究選取1987年12月8日Landsat 5，1995年10月27日Landsat 5影像和2015年10月18日Landsat 8 TM 影像(空間分辨率30 m)作為數據源，30 m分辨率的DEM以及各年萬安縣社會發展統計年鑒。景觀類型的分類標準以2007年8月頒布的《土地利用現狀分類》[17]為基礎，根據研究需要和萬安縣實際情況，將研究區土地利用類型分為：耕地、林地、草地、建設用地、水域和未利用地6個類型。采用ENVI 5.3遙感處理軟件對各年遙感影像進行大氣校正、幾何校正、增強、裁剪等過程，采用監督分類和目視糾正的方法，解譯精度在85%以上。本文以3 km×3 km網格單元為研究尺度，共有243個網格。每個網格中景觀水平指數的計算通過ArcGIS中Patch Analysis插件獲取[18]。

2.2 評價指標體系的構建

依循“壓力—狀態—響應”評估框架，基于景觀格局指數和生態系統穩定性的內涵，從生態系統壓力度、敏感性、恢復力三方面出發構建萬安縣生態脆弱性指標體系。

經過篩選，最終選取面積加權平均分維數、擾動指數2個指標來衡量生態壓力度。面積加權平均分維數反映了人類活動對斑塊形狀的影響，受人類活動干擾小的自然景觀的分數維值高，而受人類活動影響大的人為景觀的分數維值低[16]。擾動指數用來衡量人類活動對生態系統的影響[15]，研究發現影響程度與距離之間呈現一定的遞減關系[19]。因此以提取出的建設用地為基礎，設<200 m，20～500 m，500～800 m，>800 m這4個緩沖區，分別賦值0.8，0.6，0.4，0.3。

生態敏感因子包含景觀破碎度指數、地形因子指數、景觀類型指數、植被覆蓋度指數。景觀破碎度指景觀被分割的破碎化程度，反映了景觀空間結構的復雜性，是區域生態脆弱性評價中最常用的指標。地形地貌因子是影響生態系統脆弱性的重要因子，當環境受到人類破壞后，地形坡度越大，景觀越敏感，造成的侵蝕退化程度越大。參照水利部頒布的《土壤侵蝕分類分級標準(SL190-1996)，根據萬安縣地形特征，設5個坡度級，分別為：<5°，5°～10°，10°～15°，15°～25°，>25°。分別賦值0.1，0.2，0.3，0.5，0.8。地形指數越大，生態敏感性越高。結合萬安縣未利用地和草地容易被改變、其次林地易改變、水體和建設用地不易改變的特點。根據各個景觀類型的易損度劃分為6個等級權重值，分別為：未利用地=0.6，草地=0.5，林地=0.3，耕地=0.2，水體和建設用地=0.1。植被覆蓋度指數是地表因子的組成部分[20]。植被是陸地生態系統的主體部分，是衡量氣候和人文因素對環境影響的重要指標[21]。采用象元二分模型進行計算植被覆蓋度，具體步驟不做贅述，參考文獻[22]。

生態恢復力因子包含景觀適應度指數和景觀優勢度指數。脆弱性與系統的適應性有密切關系[23]。系統的結構和功能與生態恢復力聯系密切，景觀系統的多樣性越多，結構越復雜且分布均勻，系統越穩定。因此，選取斑塊豐度密度指數(PRD)、香農多樣性指數(SHDI)和香農均勻性指數(SHEI)構建景觀適應度指數(LAI)[24]。最大斑塊指數(LPI)表示優勢度，LPI指數越大，抗外界干擾能力越強，生態脆弱性指數越小。

2.3 指標的標準化

為了消除量綱的影響，將各個指標進行標準化處理。對于正向指標(數值越大越脆弱)，需采用[25]：

(1)

對于負向指標(數值越小越脆弱)，需采用：

(2)

式中：Yij——標準化的指標值；Xij——原指標值； min(Xij)——原指標最小值； max(Xij)——原指標最大值。

2.4 綜合評價的方法

2.4.1 熵權法 為了克服主觀因素對權值的影響，本研究選取熵權法對各指標賦權值。熵權法是一種基于各個因素考慮計算綜合指標的方法，極大程度上有效、客觀反映了各個指標的重要程度[26]。計算公式參考文獻[27]。表1為萬安縣生態脆弱性評價指標權重結果。

表1 萬安縣生態脆弱性評價指標權重

2.4.2 灰色關聯分析法 本研究參考鄧聚龍提出的灰色關聯的計算模型和公式。運用灰色關聯度計算萬安縣各個網格單元土地生態脆弱度指數。計算公式參考文獻[28]。最終得到土地生態脆弱度指數，計算公式為：

(3)

式中：EVI——生態脆弱度指數；Wi——第i項指標的權重；ε——關聯系數。

2.4.3 空間自相關分析方法 本文采用Moran’sI來衡量全局空間自相關和LISAi衡量局部空間自相關。具體公式參考文獻[24]。

空間自相關分析是分析空間數據相關性和顯著性的方法[27-28]。將其與生態脆弱性評價相結合，可以更好的揭示和闡述區域脆弱性的空間集聚特征和內在變化規律。利用GeoDa設置空間權重時采用“車式”鄰接法，并以此進行空間自相關方面的分析和計算。

3 結果與分析

3.1 生態脆弱性空間格局總體特征

從1987，1995，2015年萬安縣生態脆弱度指數計算結果(表2—3)表明，1987—2015年萬安縣68.72%的樣本區生態脆弱度指數增大。1987—1995年生態良好區面積輕微減少，1995—2015年生態良好區面積急速減少，減少比例27.58%；1987—1995年輕度脆弱區面積略微增加，而在1995—2015年輕度脆弱區面積快速減少，減少比例11.52%。中度脆弱區、重度脆弱區和極度脆弱區面積在1995—2015年都有所增加，增加比例分別是10.29%，11.93%，19.75%。從柱狀圖中可以看出，1987—1995年各個級別脆弱區的面積存在輕微變化，而在1995—2015年各個級別脆弱區的面積均存在明顯的增加或是減少。

表2 萬安縣生態脆弱性分級面積和比例

表3 萬安縣1987-2015年各個級別區面積轉移變化矩陣

從趨勢分布圖(圖1—3)反映出，萬安縣生態脆弱度在自西向東、由南到北2個方向上均呈現先上升后下降的趨勢。其中，1987，1995年的趨勢線有略微變化，而2015年的趨勢線變化較明顯。

圖1 萬安縣1987-2015年土地生態脆弱性分布示意圖

圖2 萬安縣1987-2015年生態脆弱性分布情況

由此可以得出，萬安縣生態脆弱度高值區域集中在中北部地區而低值區集中于南部和西北部。具體而言以“羅塘—芙蓉—百嘉”地區為生態脆弱度高值區，而“沙坪—武術—寶山”以南以及“潞田—高陂”以北為土地脆弱度低值區域，這一現象和萬安縣生態環境、經濟格局、植被覆蓋分布相一致。1987年萬安縣生態脆弱度呈現出較均勻分布趨勢。主要是萬安縣縣政府所在地周邊區域存在高值區域，其余區域基本是低值區。相比于1987，1995年的生態脆弱度存在略微增加，但是增加幅度總體不大，分布基本遵循1987年分布特點。而與1987和1995年趨勢圖相比，2015年的生態脆弱度分布特征明顯不同。由1987年主要以萬安縣縣政府為主的高值區不斷向外圍拓展，形成以“芙蓉—羅塘—窯頭—韶口”為主的高值區。

圖4為萬安縣各個鄉鎮平均生態脆弱度，從圖4可以看出，1987—2015年各個鄉鎮生態脆弱度均有不同程度增加。

高值區主要集中在以“芙蓉—羅塘”為中心的周邊區域。而低值區主要分布在高陂、順峰、沙坪等鄉鎮。

圖3 萬安縣生態脆弱性趨勢分布

圖4 萬安縣1987-2015年各鄉鎮生態脆弱性分布情況

3.2 空間集聚特征

全局空間自相關表明全縣生態脆弱度在空間上的相似性。1987，1995和2015年3個時期的Moran指數均為正數，分別是0.220 5，0.226 6和0.406 5，表明萬安縣生態脆弱度存在較高的空間自相關特征。從各個年份數值可以看出3個時期依次升高，由此可見全縣生態脆弱度的全局空間自相關上升，空間分布集聚度增強。

局部空間自相關反映全縣各個網格單元之間的空間關聯度，圖5為萬安縣生態脆弱度LISA集聚圖，反映3個時期生態脆弱度的空間集聚特征。

由圖5可知： ①高—高：具有顯著的高值集聚區主要集中位于萬安縣縣政府所在地的周邊區域，1987和1995年的高值集聚區總體相差不大，而2015年的高值集聚區以縣政府所在地向西逐漸擴展。②低—低：萬安縣生態脆弱度具有顯著性的低值區主要分布于高陂鎮，1995年的低值集聚區相比于1987年有減少趨勢，而2015年位于高陂鎮的低值集聚區向外圍擴展，且擴展較為明顯。③低—高：1987和1995年主要分布于高值集聚區的北部區域，而2015年的低—高區相比于1987和1995年明顯減少，但是仍然主要分布于高值區附近，由此說明這些集聚區分布特點主要是高值區附近，這些區域主要是過渡帶，具有較明顯的低高區特點。

圖5 萬安縣生態脆弱性局部空間自相關情況

4 驅動力分析

區域生態脆弱性強弱與社會經濟發展有密切關系。因此選取1987—2015年各鄉鎮人口自然增長率、非農業人口比重、鄉村從業人口比重、鄉鎮人均純收入、地均糧食產出、單位耕地面積化肥施用量七個影響因子，并計算3期平均值。運用ArcGIS軟件計算1987—2015年各個鄉鎮生態脆弱度指數平均值，并將社會經濟因子導入ArcGIS軟件進行空間分析處理。通過地理探測器法進行因子探測得到各個影響因子對生態脆弱性強弱的解釋力大小，其中具有顯著性影響的因子分別是：鄉鎮人均純收入、地均糧食產出、人口自然增長率和非農業人口比重，q值大小分別是0.903 2，0.667 6，0.667 6，0.662 6，0.6131。萬安縣屬于典型丘陵地區，地區受海拔影響較為明顯。人口、交通、工業、服務業密集區主要分布在中北部平原地區。這些地區人口密度大、土地投入產出強度大，經濟快速發展導致生態環境不斷惡化。其中在社會經濟發展因子中，鄉鎮人均純收入對區域生態脆弱性的影響力最大。由此表明萬安縣的經濟發展是以犧牲生態環境為代價的，屬于經濟與生態不協調發展，是不可持續的發展方式。

對6個影響因子進行交互探測后得出15對因子對。結果表明任何兩種因子的交互作用都比單因子交互作用強。非線性增強因子對具有最強的協同作用。根據表4，最強的非線性協同因子對是單位耕地面積化肥施用量與非農業人口比重。由此表明單位耕地面積化肥施用量對區域生態脆弱性的增強直接作用小，但與非農業人口比重因素交互所產生的間接作用力很大。由此表明城鎮化發展進程中，需要合理規劃引導城鎮發展，避免城鎮“攤大餅式”盲目外延，以及注重發展生態、綠色、循環農業，避免為快速獲得經濟效益而犧牲生態環境。

表4 生態脆弱性影響因子相互作用

注：①X1，X2，X3，X4，X5，X6分別表示單位耕地面積化肥施用量、人口自然增長率、鄉鎮人均純收入、地均糧食產出、鄉村從業人口比重、非農業人口比重；②“*”表示因子x和y之間為非線性雙協同作用；未標注此符號表示因子x和y之間為雙協同作用。

5 結 論

萬安縣近年來建設用地增加、經濟快速發展以及人類干擾的加強，引起耕地、林地退化，生態系統內部平衡受到破壞，生態環境進一步惡化。當前要促進萬安縣人地協調發展、經濟與環境保護可持續發展。需要針對萬安縣資源、氣候、地形、土壤等條件，并結合萬安縣生態脆弱區特點，合理規劃用地，科學系統劃分生態功能區，主要分為水土保持區、生態修復區和生態防護區。

水土保持區主要位于地勢比較高，人口分布稀少，氣候條件相對較差，對外界干擾較為敏感，生態環境易于退化，由于坡度較大，山體易發生水土流失，在合理開發利用時要特別注意保護水土狀況，及時退耕還林以及加大植樹造林力度，并借助工程修復提高水土保持能力，改善生態狀況。生態修復區主要是針對高度脆弱和極度脆弱區域，主要分布在萬安縣北部，這些區域由于受外界干擾，生態環境已遭到破壞，尤其是近幾年萬安縣經濟快速發展以及城鎮快速擴張，因此需要對這些區域重點修復，主要采用人為監控和人工改良措施。在工業方面，降低工業污染，關閉或是改造升級污染性極大的企業；在農業方面，大力發展循環經濟，減少使用化肥量，用綠肥代替化肥，改善生態環境。合理規劃利用土地資源，特別是注重生態過渡帶(城鎮向農村過渡的地帶)的合理規劃和保護，以此提升城鎮生存環境的同時又進一步保護郊區的環境。生態防護區主要針對生態良好區、輕度脆弱區和中度脆弱區，主要分布在萬安縣南部區域。這部分區域的人口密度小、交通網較稀疏以及植被覆蓋較好。因此要特別注重提高區域生態系統穩定性，達到保護區域生態環境的目的。

目前，結合景觀格局指數及影響生態脆弱性的重要因子進行縣級生態脆弱性研究分析還處于初步階段。本文依循“壓力—狀態—響應”評估框架構建萬安縣生態脆弱性評價指標體系，全面考慮了生態脆弱性的內涵，并結合熵權灰色關聯法的優點，構建生態脆弱性評價模型，為今后探討縣級生態脆弱性提供一套新的研究方法和思路。然而，由于構建指標體系需要考慮數據的可獲得性和可測性，導致所構建的指標體系并不全面概括生態脆弱性內涵，今后應進一步改善。此外，本文針對脆弱性閾值劃分主要采用自然分裂法，對于閾值劃分的科學性有待進一步研究。并且，本文主要是從景觀水平的景觀格局進行研究，未考慮各個地類的脆弱性，在今后的研究中可進一步探討各個地類的生態脆弱差異性。