農用地整理對區域景觀動態與生態風險影響研究
——以福建省建溪流域為例

鐘莉娜，王 軍，白中科，陳艷華，董占杰

（1.天津財經大學商學院，天津 300222；2.國土資源部土地整治中心土地整治重點實驗室，北京100035； 3.中國地質大學（北京）土地科學技術學院，北京 100083；4. 福建省土地開發整理中心，福建福州 350001）

1 引言

土地整治是世界上許多國家解決經濟社會發展過程中土地利用問題、調整土地利用結構、布局及人地關系的重要手段和措施[1-4]。2000—2015年，中國通過土地整治補充耕地7000多萬畝，按平均5%的新增耕地率計算，全國累計有將近10%的國土面積被整治[5]。作為土地整治的重要內容之一，農用地整理是指在以耕地為主的區域，通過實施土地平整、田間道路、農田防護與生態保持、灌溉排水等一系列農用地整理工程，對田水路林村進行綜合治理，增加有效耕地面積、提高耕地質量、改善農業生產條件和生態環境的活動[6]。農用地整理在帶來糧食增產和農民增收積極效益的同時也會顯著改變土地利用和景觀格局，進而影響生態系統及其風險程度。

農用地整理對景觀動態的影響一直是國內外學者研究的重點[7-10]，在此基礎上，進一步探究農用地整理對生態系統穩定和生態風險評價研究日益成為政府部門、科研學者關注的熱點。已有研究表明，農用地整理對整理區的景觀格局影響顯著[11-12]，農用地整理形成了景觀大斑塊，降低了項目區的景觀多樣性[13]。農用地整理引起的景觀斑塊、格局等景觀動態變化會進一步影響區域的物質循環和能量、信息流動等生態過程，從而可能導致諸多生態風險。農用地整理的風險包括經濟、社會、技術、管理和生態風險，生態風險是其他風險的集中體現也是潛在長期的風險[14]。國內外學者在生態風險評價領域取得了諸多成果[15-19]，為開展農用地整理與生態風險研究打下了良好基礎。實際上，土地平整工程、田間道路工程、農田水利工程和水土保持及防護林工程等每一種農用地整理工程類型的實施都是一種風險源，釋放不同的生態壓力，引起土壤資源、水資源、生物多樣性等多方面的生態風險響應。另外，由于無法剔除城市化等其他因素對景觀動態和生態風險的影響，農用地整理對景觀格局和生態風險影響的研究大多集中在項目區等小尺度[20-24]，本文采用單一變量法，實現了大中尺度上農用地整理對景觀格局和生態風險影響的研究，對促進區域農用地整理工程的實施和土地可持續利用具有重要的科學意義。

本文以福建省建溪流域為研究對象，采用單一變量法、景觀格局指數、生態風險指數等方法分析了流域內約1 000個農用地整理工程項目區對區域景觀格局的影響及其產生的生態風險，對進一步深入研究農用地整理的生態效應具有推動作用。

2 研究區域與數據來源

建溪流域面積1.65×106hm2，位于閩江流域上游、福建省南平市轄區內，包括南平市的武夷山、浦城、松溪、建陽、政和和建甌等縣市，北緯26°38′～28°20′，東經117°30′～119°18′之間（圖1），占南平市面積的63.12%。該區屬亞熱帶季風濕潤氣候，氣候溫和，雨量充沛，境內常年平均氣溫17℃～19℃，日照1 700～2 000小時，無霜期250～300天，年平均降水量1 684～1 780 mm。境內水資源和礦產資源都極其豐富，森林覆蓋率74.7%，是福建省重點林區。

圖1 建溪流域位置及農用地整理項目區分布Fig.1 The location of Jianxi River Basin and the distribution of agricultural land consolidation project

2010—2016年間，建溪流域內實施并竣工的農用地整理項目約有1000個（圖1），總面積23 323.44 hm2，農用地整理項目在各行政區的分布情況詳見表1。2010—2016年1∶1萬建溪流域景觀類型圖、農用地整理工程矢量數據等來源于福建省土地整理中心。

表1 農用地整理面積及其比例Tab.1 Agricultural land consolidation area and its proportion

3 研究方法

3.1 單一變量法

農用地整理既包括新增耕地，也有原有耕地的質量提升。根據實地調研和走訪農戶，建溪流域的新增耕地主要來源于政府組織的農用地整理項目，也有極少部分新增耕地來源于農民自主開荒種田。但由于《森林法》《土地管理法》《水土保持法》等法律明確提出禁止毀林、毀草開荒，農民自主開荒種田所增加的耕地數量十分有限。因此，本文認為增加的耕地均來源于農用地整理項目，以耕地的變化來量化農用地整理對景觀格局和生態風險的影響。

為消除除耕地之外的其他景觀類型的變化對建溪流域景觀的影響，單純分析由農用地整理引起的景觀變化，將2010年景觀類型圖作為基礎數據，用2011—2016年景觀類型圖中的耕地數據替換2010年景觀類型圖中相應位置的數據，拼接后的數據作為整理后相應年份的景觀類型圖。農用地整理前的景觀類型圖采用2010年的數據（圖2）。

3.2 景觀格局指數

景觀格局是指構成景觀的生態系統或土地利用/土地覆被類型的形狀、比例和空間配置[25]。農用地整理通過改變土地利用/土地覆被類型的形狀、比例和空間配置實現土地資源及其利用方式的再組織和再優化[26]，從而引起整理區景觀斑塊、基質、廊道的顯著變化。景觀格局指數是定量描述景觀格局變化的一種重要研究方法，在農用地整理對景觀格局影響的研究中也有較廣泛的應用[27]。從基本特征指數、形狀特征指數、空間構型特征指數和多樣性指數4個方面選取21個景觀格局指數分析農用地整理對景觀格局的影響（表2）。所有景觀格局指數是基于ArcGIS 10.0和Fragstats 4.2軟件進行計算。

圖2 景觀類型單變量處理示意圖（以2016年為例）Fig.2 Single variable processing of landscape type (take 2016 as an example)

3.3 生態風險指數

生態風險指數基于研究區內各景觀類型的面積比例和景觀損失度指數計算得到，而景觀損失度指數則通過景觀干擾度指數和景觀脆弱度指數計算。

（1）景觀干擾度指數。景觀干擾度指數（Si）主要通過不同權重景觀破碎度指數、景觀優勢度指數和景觀分離度指數的疊加來計算，用來反映生態系統受到外部干擾的程度[28-29]，值大小與景觀受外部干擾的程度成正比，表達式為[30]：

式（1）中：Ci是景觀破碎度指數（LF）；Ni是景觀分離度指數（DIVISION）；Di是景觀優勢度指數（LD）；a、b、c分別為Ci、Ni、Di的權重，且a+b+c=1。建溪流域景觀本身破碎度較高，農用地整理對破碎度的影響較大，所以破碎度更能代表其受干擾的程度。根據已有研究成果[31-32]，a、b、c分別賦以0.5、0.3、0.2的權重值。

（2）景觀脆弱度指數。景觀脆弱度指數（Fi）反映了不同景觀類型生態系統在受到外部干擾時的易損程度。本文用到的主要方法是專家打分法，通過綜合整理地理學、景觀生態學、農用地整理等領域10余位專家的意見，對建溪流域不同景觀類型脆弱性進行打分，從高到低依次為：耕地、園地、草地、林地、其他土地、水域及水利設施用地、工礦倉儲用地、住宅用地、交通運輸用地。基于歸一化方法處理各景觀類型的脆弱度指數，分別為0.23、0.18、0.14、0.13、0.10、0.09、0.07、0.04、0.02，各景觀類型脆弱度之和為1。

表2 景觀格局指數Tab.2 Landscape pattern index

（3）景觀損失度指數。景觀損失度指數用于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的損失程度[33]。景觀損失度指數值越大，說明景觀受到自然和人為干擾所造成的自然屬性損失程度越高。每一種景觀類型的景觀損失度指數（Ri）可通過景觀干擾度指數和景觀脆弱度指數來計算，具體公式如下[30]：

式（2）中：Si為景觀干擾度指數；Fi為景觀脆弱度指數。

（4）生態風險指數。生態風險是指生態系統及其組分所承受的風險，指在一定區域內，具有不確定性的事故或災害對生態系統及其組分可能產生的作用，這些作用的結果可能導致生態系統結構和功能的損傷，從而危及生態系統的安全和健康[34]，生態風險評價是實現宏觀生態管理的重要途徑。

景觀格局和區域生態風險之間存在必然聯系，本文采用生態風險指數衡量農用地整理可能對生態系統結構和功能產生的損傷，公式如下[33]：

式（3）中：ERIi為景觀生態風險指數；n為區域內的景觀類型數量；Ai為i類景觀類型的面積；A為區域總面積；Ri為景觀損失度指數。

4 結果與分析

4.1 農用地整理前后建溪流域景觀動態變化

4.1.1 景觀面積變化

2010—2016年建溪流域的景觀類型面積相對變化不大。林地是主要的景觀類型，2010年林地面積為1 253 893 hm2，占建溪流域總面積的75.77%；2016年，林地面積與2010年相比下降了2 459 hm2，林地面積占建溪流域面積比例為75.62%。草地面積由2010年的20 102 hm2下降到了2016年的18 900 hm2，下降了1 202 hm2。林地和草地面積在2010—2016年間下降幅度逐漸減小。隨著國家和福建省政府對生態保護的重視和農民環保意識的增強，福建集體林權制度改革的推進取得了明顯進展，保持了近些年建溪流域林地面積基本穩定。2010年，耕地和園地面積分別為159 652 hm2和113 017 hm2，占建溪流域總面積的9.65%和6.82%。2010年以來，耕地面積逐年增加，而園地面積均有小幅度下降，至2016年，耕地面積增加了1 602 hm2，而園地面積減少了1 244 hm2，分別為161 254 hm2和111 773 hm2，占建溪流域總面積的9.74%和6.75%。福建省素有“八山一水一分田”之稱，人口、糧食、耕地三者之間的矛盾突出。農用地整理的大規模實施是保障建溪流域耕地面積穩中有升的重要措施。2010—2016年間建溪流域的城鎮村及工礦用地和交通運輸用地面積大幅度上升，城鎮村及工礦用地面積增加了3 446 hm2，交通運輸用地面積增加了1 166 hm2。城鎮村及工礦用地和交通運輸用地面積增加的主要原因是經濟的發展和人口的增加。

4.1.2 景觀格局變化

耕地、林地、園地是建溪流域的主要景觀類型（圖3）。林地多分布在海拔較高的山地；耕地多沿河谷分布，距離水域及水利設施用地較近；園地與耕地交叉分布，東南方向園地分布較為廣泛；草地和城鎮村及工礦用地分布零散，地塊面積較小；河流交匯處多形成城鎮，此處人口聚集，占地面積相對較大。

基于ArcGIS 10.0平臺繪制建溪流域2010年和2016年的景觀格局分布圖，并提取其耕地空間分布（圖4）。結合建溪流域的數字高程模型圖和耕地空間分布圖可以看出，建溪流域耕地主要分布在海拔較低的河谷區域。將建溪流域高程分為5級，統計每一高程等級上的耕地面積以進一步量化耕地在不同海拔上的分布特征得到表3。從表中可以看出，建溪流域超過一半的耕地分布在海拔低于300 m的區域，超過80%的耕地分布在海拔低于600 m的區域，有0.11%的耕地分布在海拔高于1 200 m的地方。河谷區域水源豐富，灌溉用水充足，河流從上游帶來的泥沙在此處沉積形成肥沃的土壤，耕作條件良好，因此大多耕地分布在河谷區域。2010—2016年，分布在海拔低于300 m區域的耕地面積所占比例逐漸減小，海拔高于300 m的區域耕地面積增加。這說明2010—2016年間農用地整理工程增加的耕地主要在海拔高于300 m的區域。研究發現占地面積較大的城鎮多位于河流交匯處，此處通常地勢較低、土壤肥沃、灌溉用水充足、耕地分布廣泛。人口的增加和經濟的發展使城鎮規模不斷擴張占用耕地，根據耕地占補平衡制度，必須補充相應面積的耕地，以保證耕地不減少，但研究區海拔低于300 m的區域多為河谷，耕地接近飽和，因此新增加的耕地主要在海拔高于300 m的區域。

圖3 景觀類型圖Fig.3 Landscape pattern map

圖4 耕地面積高程分級Fig.4 Cultivated land elevation classi fi cation

4.2 農用地整理對建溪流域景觀動態的影響

4.2.1 農用地整理對景觀面積的影響

基于單一變量法處理2010—2016年的景觀類型圖，并統計各景觀類型面積得到表4。建溪流域總面積165.49萬hm2，耕地、林地和園地是主要景觀類型。2010年耕地面積為159 652 hm2，占建溪流域面積的9.65%。2010—2016年，耕地面積增加了2 411 hm2，2016年耕地面積為162 063 hm2。2010年林地面積占建溪流域總面積的75.77%。2010—2016年間，林地面積小幅減少，林地面積由2010年的1 253 893 hm2降至2016年的1 253 497 hm2，面積減少了396 hm2。園地和草地的面積下降幅度較大，園地由2010年的113 017 hm2降至2016年的112 413 hm2，面積減少了604 hm2，草地由2010年的20 102 hm2降至2016年的19 475 hm2，面積減少了627 hm2。分析2010—2016年間景觀類型數量的變化可以得出如下結論： 2010—2016年間耕地面積穩中有升，而其他景觀類型的面積減少。農用地整理工程中的新增耕地主要來源于草地、園地和林地，也有部分城鎮村及工礦用地、交通用地等由于村莊合并或礦區土地復墾等原因被整理為耕地。

表3 2010—2016年耕地面積高程分級統計Tab.3 Cultivated land elevation classi fi cation from 2010 to 2016 (%)

表4 景觀面積動態變化（單變量條件）Tab.4 Dynamic change of landscape area (single variable) (hm2)

農用地整理雖然大規模開展，但耕地面積增加較少，這說明整理的主要目標并不是單純增加耕地面積，而是在保證耕地面積的基礎上提高耕地質量。研究期間，建溪流域經濟發展迅速，人口的增長和城市的迅速擴張對耕地保護工作造成了巨大的壓力，耕地面積增長有限，在原有耕地的基礎上完善農業基礎設施建設、提升耕地質量等級、建設高標準農田成為建溪流域農用地整理工作的重要方面。

4.2.2 農用地整理對景觀格局的影響

在單變量條件下，基于景觀格局指數分析2010—2016年農用地整理對景觀格局的影響。將景觀格局圖層轉化為柵格圖層，柵格大小為30 m×30 m，利用Fragstats 軟件進行景觀格局指數分析，結果見表5。從表中可以看出，2010—2016年間景觀格局指數變化具有較為明顯的特征。21個景觀格局指數中，有9個格局指數在2010—2016年間呈現遞減趨勢，分別是斑塊密度（PD）、斑塊數量（NP）、總邊緣長度（TE）、景觀形狀指數（LSI）、散布和并列指數（IJI）、斑塊豐富度（PR）、斑塊豐富度密度（PRD）、Shannon’s均勻度指數（SHEI）、Shannon’s多樣性指數（SHDI）。有12個景觀格局指數在2010—2016年間呈現遞增趨勢，分別是斑塊面積平均值（AREA_MN）、最大斑塊指數（LPI）、平均形狀指數（SHAPE_MN）、平均分維數（FRAC_MN）、聚合度指數（AI）、景觀破碎度指數（LF）、內聚力指數（COHESION）、景觀分離度指數（DIVISION）、相似鄰接比例（PLADJ）、蔓延度指數（CONTAG）、景觀優勢度指數（LD）、分散指數（SPLIT）。建溪流域耕地圖斑破碎嚴重，集中連片耕地較少，生產規模較小，機械化程度較低，建溪流域農用地整理將耕地的小斑塊合并成較大斑塊，降低了區域內耕地的破碎程度，在一定程度上擴大了生產規模。同時，經過農用地整理其他景觀類型的零碎斑塊轉變為耕地，使得其他景觀類型也趨向于向大斑塊聚集。因此，整體來看農用地整理使流域內的景觀類型斑塊變得較為規則、景觀多樣性降低。

表5 2010—2016年景觀格局指數Tab.5 Landscape pattern index from 2010 to 2016

4.3 建溪流域農用地整理前后的生態風險評價

4.3.1 農用地整理的生態風險分析

在區域尺度分析農用地整理的生態風險，通常分析農用地整理引起的景觀生態風險。從景觀生態學的角度來看，農用地整理工程實施的基底為耕地，田間道路、灌溉溝渠、防護林和護坡護岸等為廊道，合并后的農村居民點稱為嵌塊。典型農用地整理工程通常包括土地平整工程、田間道路工程、農田水利工程、水土保持及防護林工程和農村居民點合并等一系列工程類型，每一種工程類型都是一種風險源，其釋放的風險壓力主要有景觀單一化和景觀破碎化兩種（圖5）。田間道路工程、農田水利工程、水土保持及防護林工程措施的實施增加了區域內的廊道，對原有基底進行了切割，造成景觀格局的破碎化；土地平整工程將小塊耕地合并成大塊，并進行土方平整和表土剝離及回填，農村居民點的合并主要通過搬遷、調整和集聚等措施實現，土地平整和農村居民點的合并可能會降低區域內景觀多樣性，造成景觀格局的單一化。農用地整理工程通過影響景觀格局對水資源系統、土壤資源系統和生物資源系統產生影響，進一步產生生態風險。生態風險指數是進行景觀生態風險評價的重要方法。

4.3.2 基于生態風險指數的農用地整理生態風險評價

在單變量條件下，基于生態風險指數公式分別計算2010—2016年不同景觀類型的生態風險指數（表6），2010—2016年建溪流域的生態風險值介于2 386.11～2 394.76之間，最小值出現在整理后2016年，而最大值出現在2010年，2010年后生態風險指數逐年降低。林地和耕地由于面積較大成為建溪流域生態風險的主要來源，建溪流域林地和耕地生態系統及其組分所承受的風險較高。2010—2016年，耕地的生態風險指數降低了5.94，林地的生態風險指數降低了0.57，耕地和林地的生態風險指數都呈現小幅下降的趨勢。耕地生態風險指數下降的原因主要是農用地整理將耕地小地塊合并為大地塊，雖然耕地面積增加但其景觀破碎度和分離度降低，降低了耕地的景觀干擾度指數和損失度指數，生態風險指數呈現下降趨勢。而林地生態風險指數下降的原因有兩點：第一是林地面積減少，2010—2016年間林地面積減少了396 hm2；第二是原有林地多分布在海拔較高的區域，分布相對比較集中，農用地整理將林地的部分零碎斑塊轉變為耕地，使其景觀類型分布更為集中，引起景觀干擾度指數和損失度指數的降低，從而使林地的生態風險指數下降。農用地整理工程的實施降低了建溪流域林地和耕地生態系統及其組分所承受的風險。但2010—2016年草地、城鎮村及工礦用地和水域及水利設施用地的生態風險指數增加，但增量極低，幾乎可以忽略不計。其原因主要是農用地整理中的新增耕地打亂了原有草地、城鎮村及工礦用地和水域及水利設施用地斑塊，使景觀破碎度和分離度增加所致。

圖5 典型農用地整理工程的生態風險分析Fig.5 Ecological risk analysis of typical agricultural land consolidation projects

表6 2010—2016年生態風險指數（單變量條件）Tab.6 Ecological risk index from 2010 to 2016 (single variable)

5 結論與討論

5.1 結論

（1）耕地、園地、林地是建溪流域主要的景觀類型。2010—2016年耕地、城鎮村及工礦用地和交通運輸用地面積增加，其他景觀類型呈現遞減趨勢。林地多分布在海拔較高的山地；耕地多沿河谷分布，距離水域及水利設施用地較近，園地與耕地交錯分布；草地和城鎮村及工礦用地分布零散，地塊面積較小。建溪流域超過一半的耕地分布在海拔低于300 m的區域。2010—2016年，分布在海拔高于300 m的區域耕地面積增加，期間通過農用地整理工程增加的耕地主要在海拔高于300 m的區域。

（2）2010—2016年間耕地面積穩中有升，而其他景觀類型的面積減少。農用地整理工程中的新增耕地主要來源于草地、園地和林地，也有部分城鎮村及工礦用地、交通用地等由于村莊合并或礦區土地復墾等原因被整理為耕地。

（3）每一種農用地整理工程類型都是一種風險源，其釋放的風險壓力主要有景觀單一化和景觀破碎化兩種。田間道路工程、農田水利工程、水土保持及防護林工程措施的實施造成景觀格局的破碎化；土地平整工程和農村居民點的合并將會降低區域內景觀多樣性，造成景觀格局的單一化。

（4）建溪流域農用地整理將耕地的小斑塊合并成大斑塊，且同一種景觀類型趨向于向大斑塊聚集，整理后流域內的景觀類型斑塊變得較為規則、景觀多樣性降低。2010—2016年建溪流域的生態風險值介于2 386.11～2 394.76，最小值出現在整理后2016年，而最大值出現在2010年，2010年后生態風險指數逐年降低。

5.2 討論

農用地整理通過增加耕地面積，小地塊合并為大地塊，改變景觀格局來影響生態風險。本文采用單一變量法分析了農用地整理對景觀動態和生態風險的影響，剔除了城市擴張等因素引起的景觀格局和生態風險變化，對大尺度上農用地整理對景觀生態的研究有借鑒意義，可以為區域尺度的土地利用優化設計和農用地整理設計規劃提供科學依據。在實際應用中可參考本文的方法，在農用地整理設計規劃初步方案的基礎上，采用情景模擬法分析大中尺度上農用地整理對景觀格局和生態風險的影響，根據研究結果對農用地整理設計規劃方案進行調整，以保證農用地整理規劃設計方案符合生態要求。生態風險指數的計算主要基于景觀格局的變化，尚未考慮農用地整理措施對地表植被覆蓋和生態系統的擾動。在綜合考慮景觀類型和格局變化的基礎上，發展融合農用地整理措施對地表植被覆蓋和生態系統擾動的生態風險指數構建和評價是下一步研究的重點。