人類強擾動活動對礦業城鎮景觀連通性的影響

熊斌彬， 張建軍，2， 李寶群， 魏聰禮， 程明芳

[1. 中國地質大學(北京)土地科學技術學院，北京 100083； 2.國土資源部土地整治重點實驗室，北京100083；3. 中國地質大學(北京)地球科學與資源學院，北京 100083]

生態環境既是人類生存和發展的基本條件，又是社會經濟發展的基礎[1]。近年來隨著經濟的快速發展，工業化、城市化進程的加快，河北省武安市礦山鎮對建設用地的需求不斷增大，土地資源的不合理利用現象不斷涌現，生態景觀破碎化和孤島化成為當前快速工業化、城市化進程中生態環境惡化的重要特征[2]。曹翊坤研究表明，提高景觀連通性是一種保護生物多樣性和維護生態系統穩定性與整體性的有效策略[3]。1984年首次提出提高景觀連通性對破碎景觀的恢復具有重要意義，景觀連接度在景觀生態學領域得到廣泛應用[4]。景觀連通性的度量指標多樣，國內早期的景觀連通性研究側重于景觀結構連通性[5]，后期研究逐漸注重結構和功能在景觀連通性分析中的雙重作用。Pascual-Hortal等基于生境可利用性提出整體連通性指數(integral index of connectivity，簡稱IIC)和可能連通性指數(probability of connectivity，簡稱PC)，能從景觀功能角度評價景觀連通性，并且可借助地理信息系統(geographic information system，簡稱GIS)平臺將研究成果可視化[6]。在國內，也有利用景觀連接度尺度效應[7-9]、景觀連通性優化途徑[10-12]以及最小阻力模型等方法探究道路網絡、不同生態條件對景觀連通性干擾程度的研究[13-15]。但對于景觀連通性的研究大部分針對的是一般城市，并未涉及礦業城市的獨有特點，對礦業城鎮景觀連通性的研究少之又少。

礦業城鎮集中連片的礦區開采活動對生態環境的破壞有別于一般性城市，礦產資源開采、運輸、加工以及礦區生活等人為干擾活動，使得周圍地區出現景觀破碎度增加、景觀連通性降低等生態環境問題，阻礙了綠色礦業的發展。2002年以來，人們保護環境、治理污染的意識逐步增強，開展了如土地開發、土地整理、土地復墾等人類強擾動活動，以期提高城市的景觀連通性，改善生態環境。因此，本研究以河北省武安市礦業開采密集區礦山鎮為例，分析1996、2005、2014年礦山鎮及其規劃治理區的土地利用變化和景觀連通性，并根據礦山鎮和規劃治理區內景觀連通性變化的對比分析結果，探析兩者間的關系以及重要斑塊對景觀連通性的影響，以期為礦山鎮的景觀格局優化提供參考，緩解人與生態環境的矛盾，促進區域可持續發展。

1 研究區概況與數據處理

1.1 研究區概況

礦山鎮地處河北省武安市北部太行山腳下，位于武安市最北部，與沙河市接壤，屬于丘陵半山地地區，地理坐標為114°2′～114°13′E，36°46′～36°52′N(圖1)。礦產資源分布帶經過其中東部地區，因此礦產豐富，礦產資源有煤、鐵、青石等，尤以煤、鐵礦最為有名。新中國成立以來，國有大型企業如郭二莊煤礦、西石門鐵礦、礦山村鐵礦、石板坡鐵礦、玉石洼鐵礦等先后被建起，目前，由于礦山村鐵礦和石板坡鐵礦資源枯竭，已閉礦遷走，郭二莊煤礦、西石門鐵礦和玉石洼鐵礦地下仍有豐富資源，經濟效益非常可觀。

礦山鎮的荒山較多，采礦活動形成的大量采礦廢石、煤矸石、尾礦渣等堆放不當，造成采礦區附近植被被破壞、水土流失、地面塌陷等，因此對環境的整治迫在眉睫。盡管當地政府大力開展荒山綠化和廢棄礦山治理工作，對30余個廢棄礦坑和尾礦庫實施了填埋、整理、復墾工作，綠色礦山建設取得積極進展，但礦區生態環境治理依舊任重道遠。

1.2 數據來源與數據處理

本研究采用的數據資料包括1996、 2005年《武安市社會經濟統計資料》以及2014年《武安統計年鑒》的人口數據和經濟數據；由武安市國土局提供的1996、2005、2014年土地利用數據以及武安市土地利用變更數據；武安市礦山企業建設用地和其他建設用地閑置情況說明；《武安市土地利用總體規劃(2010—2020年)》等。

根據礦業城市的景觀特征，參照《土地利用分類標準》和研究目的，建立礦業開采密集區礦山鎮景觀生態分類系統。由于礦山鎮的草地多為荒草地，因此將草地合并到未利用地中，最終將礦山鎮分為生態類型和非生態類型兩大類，共計7種景觀類型，其中生態類型包括耕地、林地、園地、未利用地和水域用地五大類；非生態類型包括工礦用地、非工礦建設用地兩大類。礦山鎮及其規劃治理區的土地利用類型分布和變化如圖2所示。

2 研究方法

首先利用ArcGIS 9.3軟件對土地利用現狀圖進行疊加處理，劃出礦山鎮2007年的規劃治理區范圍，間接生成礦山鎮和規劃治理區的土地利用轉移矩陣，分析兩者的土地利用變化。其次通過整體連通性和可能連通性的方法計算礦山鎮和規劃治理區的景觀連接度，比較分析1996、2005、2014年的人類強擾動活動對礦山鎮景觀連通性的影響。

2.1 景觀連通性變化分析

為定量分析礦山鎮連通性變化趨勢，本研究采用整體連通性指數和可能連通性指數分析礦區景觀結構變化[16-18]。

(1)整體連通性指數

(1)

式中：n表示景觀中斑塊總數；ai、aj分別表示斑塊i、斑塊j的面積；nlij表示斑塊i和斑塊j之間的連接數；AL表示景觀面積。0≤IIC≤1，當IIC=0時，表示各生境斑塊之間沒有連接；當IIC=1時，表示整個景觀都為生境斑塊。

(2)可能連通性指數

(2)

式中：Pij*表示物種在斑塊i和斑塊j之間直接擴散的最大可能性；0

上述計算在軟件Conefor Sensinode 2.6中進行，以生態類型景觀作為生境斑塊，非生態類型景觀為環境背景[19]。IIC為基于二位連接模型指數，即景觀中的2個斑塊只有連接或不連接2種情況。在距離閾值內，斑塊連通；在距離閾值外，斑塊不連通。為便于對比3年的景觀連通性大小，對所有連通性的距離閾值進行統一設定[20]。PC為基于可能性模型，即生境斑塊之間連通的可能性[21]，這種可能性與斑塊之間的距離有負相關的函數關系。為與IIC計算結果具有可比性，將計算PC時斑塊之間連通的可能性設為0.5[17-18]。

通過景觀連通性計算方法計算生態用地景觀連通性指數，一部分計算的景觀連通性指數是基于生態用地整體(包括耕地、林地、園地、未利用地和水域用地)的全局連通性指數，反映在整個研究區內，整體生態系統相互補給、相互依存的聯系強度。另一部分計算的是規劃治理區內生態用地的景觀連通性指數，反映土地復墾/整治對其景觀連通性的影響。

2.2 重要斑塊的選取

通過軟件Conefor Sensinode 2.6計算整體連通性指數和可能連通性指數的同時，又可計算景觀中各斑塊對景觀連通性的重要值[22-23]。斑塊的重要值指斑塊對景觀保持連通的重要性。斑塊的重要值(dI)計算公式為

(3)

式中：I表示景觀中所有斑塊的整體指數值；Iremove表示去除單個斑塊后剩余斑塊的整體指數值[24]。重要值在ArcGIS 9.3軟件的拓展模塊Conefor、Conefor Sensinode 2.6中進行計算，將整體連通性重要值(dIIC)、可能連通性重要值(dPC)各指數值輸入各關鍵點的屬性表中，用ArcGIS 9.3中的自然斷點法將各斑塊的dIIC和dPC分為4類，分別為微型斑塊、小型斑塊、中型斑塊和大型斑塊，并進行可視化顯示，找出對景觀連通性最重要的斑塊進行分析[17，19]。

3 結果與分析

3.1 土地利用變化分析

本研究采用ArcGIS 9.3軟件間接生成了礦山鎮及其規劃治理區1996—2014年的土地利用轉移矩陣(表1、表2)。

3.1.1 礦山鎮土地利用變化 從表1可以看出，近20年來，在研究區中耕地面積有13.36 km2轉化為其他地類，其中大多轉化為林地，面積為4.68 km2，7.67 km2的未利用地轉為耕地，最終耕地面積減少；未利用地是面積變化較為劇烈的地類，近20年來約18.95 km2未利用地轉為林地，面積呈急劇下降趨勢；園地、水域用地面積變化量相對較少；非工礦建設用地轉入來源主要是耕地，同時也有一部分非工礦建設用地轉為了林地和耕地，最終面積增加，主要是由于城鎮發展速度迅猛，現有的建設用地難以滿足其發展需求。1996—2014年期間，工礦用地面積隨著時間變化而變化，其分布結構也隨之發生相應變化，但大體分布在礦產資源分布帶周圍，其面積最終增加1.34 km2，同時也有5.27 km2轉為其他用地，呈現先減少后增加的態勢。

表1 礦山鎮1996—2014年土地利用類型轉移矩陣 km2

3.1.2 規劃治理區土地利用變化 從表2可以看出，規劃治理區的水域用地、園地面積變化不大；耕地大部分轉變成了非工礦建設用地、工礦用地和林地，總體上面積減少2.15 km2；林地、未利用地的面積變化較大，工礦用地、未利用地大量轉變成林地，林地面積最終增加8.79 km2；雖然有一部分耕地和未利用地轉變為工礦用地，但經過土地整治后的工礦用地大部分轉變成了耕地、林地和未利用地，工礦用地在閉礦或停產后，會有一部分被閑置起來變成裸巖石礫地、荒草地等未利用地，面積最終減小1.32 km2；未利用地面積共減少 8.75 km2，這體現了規劃治理區土地復墾的成效以及人類強擾動活動下生態環境恢復進度的加快。

表2 礦山鎮規劃治理區1996—2014年土地利用類型轉移矩陣 km2

3.2 礦業城鎮景觀連通性評價

3.2.1 景觀連通性分析 從表3可以看出，礦山鎮及其規劃治理區的IIC均較小，且規劃治理區內的景觀連通性明顯低于礦山鎮，表明規劃治理區對礦山鎮的景觀連通性具有消極影響。兩者的整體連通性指數首先呈增大趨勢，隨著時間的變化均在2005年出現一個轉折點，轉而下降，表明2005年前后礦山鎮生境斑塊之間的物質能量流通受到一定程度的阻礙。整體連通性指數大小發生轉折的原因是我國2002年確定全面啟動退耕還林工程，加大了礦山鎮的退耕還林力度和對未利用地的開發利用程度；隨著人口的增長和經濟水平的提高，城市化水平不斷提高，采礦活動逐漸活躍起來，其總產出值由2005年的97.92萬元上升到2014年的185.13萬元，增加了1倍。因此，2005—2014年期間，非工礦建設用地和工礦用地的面積逐步增加，雖然一直在對工礦廢棄地進行復墾和整治，也初見成效，但隨著武安市經濟的迅猛發展，各項建設用地的需求量日益增加，用地供給局面日益緊張，再加上未治理的廢棄地，使得生態用地斑塊間的流通阻力隨之增大，導致全局景觀連通性降低。從表3還可以看出，礦山鎮及其規劃治理區的PC均大于IIC，主要是由于PC計算模型考慮了斑塊與斑塊之間的可能連通性概率。綜合來看，礦山鎮及其規劃治理區的IIC較小，PC雖然不小，但近20年來整體呈下降趨勢，主要是由于城市發展迅速，且在經濟刺激下礦產資源被大量開采，導致土地景觀破碎化程度加劇，對礦山鎮的可能連通性影響較大。

表3 1996—2014年礦山鎮及其規劃治理區生態用地景觀連通性指數

由表4可知，1996—2005年，礦山鎮IIC增幅明顯高于規劃治理區，其原因是兩者都是生態系統自我調節下的自然恢復，由于采礦活動的影響導致規劃治理區連通性的恢復速度明顯低于礦山鎮。2005—2014年，礦山鎮生態斑塊的IIC下降幅度較大，主要是由于自2003年開始，武安市實施了“千礦萬畝”綜合治理工程，加快了礦山鎮整治礦山廢棄地及其他土地的進度，且2004年年底正式實施的“封山育林”決策，到2007年已初見成效，礦山村治理區已經治理了130 hm2。規劃治理區內增加了人為整治復墾因素，使得其IIC降低的速度略低于礦山鎮。同時可以看出，1996—2005年，規劃治理區的PC增大速度大于礦山鎮，主要是由于規劃治理區范圍小，斑塊距離相對近，生物直接擴散的可能性較大。2005—2014年，規劃治理區的PC減小速度高于礦山鎮，說明在復墾過程中，一些不合理的人為干擾因素間接破壞了景觀的可能連通性，加速了PC的降低。

表4 礦山鎮及其規劃治理區生態用地景觀連通性指數變化幅度

3.2.2 生態斑塊重要性分析 從圖3可以看出，1996年不管是dIIC還是dPC，小型斑塊對綠地景觀連通性的重要值最大，而大型斑塊最小，主要原因是大型斑塊數量很少，微型斑塊雖然數量較多，但重要值較低，而小型斑塊整體重要值最大。大型斑塊在2005、2014年的dIIC、dPC中占據主要的地位，微型斑塊由于其數量優勢，其dIIC、dPC占次要地位。因此雖然微型斑塊的重要值可能偏低，但由于數量較多，其dIIC和dPC值反而較大。

3.2.3 斑塊類型在礦山鎮景觀中的分布 重要值最大的斑塊對提升礦山鎮景觀連通性起著關鍵性的作用，從圖4可以看出，大、中型斑塊主要分布在礦山鎮的中部、西部地區，這是由于規劃治理區位于礦產資源分布帶上，采礦等活動破壞了中東部地區的景觀連通性。1996年大、中型斑塊分布范圍較廣，規劃治理區尚有少部分中型斑塊，主要為未利用地，雖然對景觀連通性起著主導作用，但須要進行合理開發利用，轉化為真正意義上的生態用地。到2005年，大、中型斑塊的分布更加廣泛，規劃治理區內大、中型斑塊的比例增加，生態恢復程度較高，林地的大面積增加，積極響應了國家的退耕還林政策。雖然對礦山鎮的復墾工作一直沒有停歇，但經濟的迅猛發展帶動了礦山鎮采礦活動的加劇，到2014年，大、中型斑塊明顯減少，規劃治理區內的大、中型斑塊基本消失，大、中型斑塊主要分布在礦山鎮西部地區，非工礦建設用地面積急速擴大，導致規劃治理區內景觀破碎化較嚴重，拉低了礦山鎮的連通性水平。總之，2005年為斑塊類型數量和面積的一個轉折點。

3.3 人為擾動活動對礦山鎮景觀連通性的作用

對比礦山鎮和規劃治理區的土地利用轉移矩陣(表1和表2)可知，除工礦用地之外，規劃治理區的其他6種土地類型均與礦山鎮的土地類型變化趨勢相同。礦山鎮工礦用地面積整體呈增加趨勢，而規劃治理區工礦用地面積最終減少。表明在規劃治理區內，通過生態環境治理措施(包括土地復墾、土地整理和土地開發等人類強擾動活動)來解決工礦用地集中區的環境污染問題是可行的，合理的人類強擾動活動對控制礦山鎮無節制的礦業開采以及不合理的土地利用具有很大意義。

由表3可知，規劃治理區內的整體景觀連通性指數變化同礦山鎮具有相同趨勢，2005年后，規劃治理區內增加了人為因素幫助恢復生態環境，但隨著部分礦山資源枯竭和礦業秩序的整頓和規范，大批礦山閉礦停產，部分礦山建設用地被閑置或廢棄，給生態環境增加了巨大負擔。近年來在經濟水平的拉動下，采礦活動造成生態環境損害的速度超過了礦區的復墾速度，土地利用格局發生改變，城鎮用地和工礦用地不斷擴張，導致礦山鎮的景觀變得破碎化，景觀連通性指數降低。

4 結論

1996—2014年，礦山鎮及其規劃治理區的土地利用結構發生明顯變化。從“退耕還林”到“封山育林”到土地復墾再到不合理的土地利用等人類強擾動活動，使得礦山鎮的整體連通性指數先增大后減小，最終阻礙了斑塊間的生物流通以及礦山鎮生態環境的恢復和優化。此外，規劃治理區中的工礦用地面積降低，而礦山鎮的工礦用地面積增加，表明人類強擾動活動可有效控制無節制采礦活動。

斑塊重要值與斑塊面積往往成正比，在3期數據中，重要值最大的斑塊往往分布在礦山鎮西部或西北山區，而中東部地區由于是礦產資源分布帶的主要分布區，也是規劃治理區所在地，集聚了各類建設用地，景觀破碎化嚴重，微小型斑塊居多。通過對生態斑塊重要值的計算和分析，可制定重要斑塊的保護和利用策略，以保持或者提高生態斑塊的連通性。

礦山鎮及其規劃治理區的IIC、PC在2005年達到最大值，2005年是礦山鎮景觀連通性變化的一個拐點。一般情況下，與自然因素相比，人為因素能夠在短時間內提高或者恢復景觀連接度。但本研究結果表明，規劃治理區的IIC變化速率與礦山鎮的IIC變化速率相當，只是略微偏低。可見，規劃治理區內的土地復墾力度不夠大，整治結果差強人意，同時也存在其他方面的原因，比如經濟水平的提高帶動采礦加工業及其附屬產業的迅速發展以及城鎮化水平的提高，都加劇了景觀的破碎化，使得景觀連通性降低。

礦山鎮作為礦業開采密集區，是環境整治、土地復墾的重點區域，分析其景觀連通性變化與人類強擾動活動之間的關系可為景觀恢復和土地利用規劃提供參考，對礦區生態環境的恢復具有重大意義。