生態脆弱區景觀生態風險時空分異及其地形梯度分析
——以陜西省米脂縣為例

劉 迪, 陳 海, 張 敏, 商舒涵, 梁小英

(1.西北大學 城市與環境學院, 西安 710127; 2.陜西省地表系統與環境承載力重點實驗室, 西安 710127)

生態脆弱區指生態系統結構穩定性較差，抵抗外來干擾及維持自身穩定性能力較弱，易于生態退化且難以自我修復的區域[1]。黃土丘陵溝壑區作為我國典型的生態脆弱區[2]，區內黃土土質疏松，加之降雨集中，植被稀疏，成為我國土壤侵蝕最為嚴重的地區之一。伴隨微觀異質性農戶行為干擾與退耕還林政策二元驅動影響的深入，自然基底與人為擾動頻繁交互，景觀類型更迭劇烈，景觀格局較為破碎，生態系統穩定性及恢復力差，已成為景觀生態風險評價研究的熱點區域之一[3]。

生態風險是生態系統組分受到外界壓力而產生不利生態影響的可能性[4-5]。基于景觀格局指數的生態風險評價方法能夠快速識別土地利用異質性產生的干擾與生態系統自身脆弱性[6]，為明晰景觀生態風險空間分異特征提供了有效的方法支撐[7]。近年來，基于景觀格局的生態風險研究已成為常見的風險研究范式，已在流域[8-10]、綠洲[11-12]、海岸帶[13-14]等自然地域以及礦區[15]、行政區[16-17]等人文地域等諸多區域取得應用，但立足于黃土丘陵溝壑區等生態脆弱且對全球變化具有極強響應的自然地帶的景觀生態風險評價研究還不多見[3]。在地形起伏度較大的黃土丘陵溝壑區，地形特征決定景觀與人類活動的分布狀況[18]，生態風險受地形影響呈現較為復雜的空間分布規律[10]。趙巖潔[8]、徐羽[19]等通過風險與地形因子疊加厘清了風險在地形因子上的面積比例分布；胡金龍等[10]通過計算地形等級上風險指數說明風險對地形的簡單響應。分布指數作為與地形因子關聯的無量綱函數，在闡釋景觀格局與地形關系方面應用廣泛[18,20]，目前基于地形分布指數深入揭示風險與地形關系的相關研究較少。

基于此，本文以陜西省米脂縣為例，基于干擾度與脆弱度構建景觀生態風險評價模型，揭示研究區風險時空變化特征，并結合地形分布指數探究生態風險分布模式，以期為黃土丘陵溝壑區典型地域的風險管控與生態恢復提供依據。

1 研究地區與研究方法

1.1 研究區概況

米脂縣(109°49′—110°29′E，37°39′—38°05′N)位于陜西省榆林市東南，總面積1 178 km2，地處黃土丘陵溝壑區(圖1)。屬中溫帶半干旱氣候帶，全年降雨量低，夏季是降雨主要季節。境內地勢東西高中間低，以中部無定河川道為集水區；西北部以梁峁景觀為主，臨近榆林風沙區，風蝕沙化明顯；東部以峁狀丘陵景觀為主，坡陡溝深，共同構成米脂縣溝壑縱橫、梁峁起伏的地貌景觀。米脂縣土地利用類型以耕地、林草地為主；山地主要種植經濟林，川壩地及梯田多種植糧食與經濟作物，有玉米、土豆、紅蔥、雜糧等，構成多樣性生產景觀。作為國家首批退耕還林示范縣，1999—2015年持續退耕使林草地面積持續增加，在城鎮化推進、社會經濟轉型驅動下，耕地類型轉化與棄耕撂荒行為頻發；加之自然條件過渡性與多樣性，研究區土地利用類型結構產生較大變化，為揭示景觀生態風險的時空演化提供了良好的研究平臺。

圖1 米脂縣數字高程

1.2 數據來源與處理

數據來源涉及土地利用、地形、行政邊界等多類數據。2009年米脂縣土地利用類型數據基于第二次全國土地利用1∶1萬調查數據集獲得；2015年米脂縣土地利用類型數據以該年高分一號影像為數據源，該影像為2 m全色、8 m多光譜融合數據，在ENVI 5.1軟件下進行幾何校正、影像增加處理后，結合典型地物圖斑樣點數據和2009年米脂縣二調土地利用數據進行監督分類和目視解譯獲取[21]，解譯結果的Kappa指數達到0.86，滿足風險評價精度要求。參照全國土地利用現狀分類標準(GB/T21010—2017)與研究區地類情況，將兩期土地利用類型劃分為耕地、果園、林地、草地、水域、城鎮村及工礦用地、荒地(含鹽堿地)7類，并統一重采樣為10 m×10 m土地利用柵格用于后續分析與比較。DEM數據來源于中科院計算機網絡信息中心地理空間數據云ASTER GDEMS數據集30 m DEM柵格(http:∥www.gscloud.cn/)，通過GPS測點，插值重采樣為10 m DEM并提取高程、坡度[22]。

1.3 空間化途徑

為探討生態風險指數空間分異，本文利用等間距系統采樣將研究區劃分為362個2 km×2 km網格(圖1)，將計算得到的風險數值賦予風險小區中心點。生態風險指數作為一種典型的區域變量[14]，可以用地統計學中半方差函數來衡量其在空間上的變化規律。公式[19]如下：

(1)

式中：γ(h)是樣本距為h的半方差值；h是樣本距(變程)；Z(xi+h)是位置xi+h處的生態風險值；Z(xi)是位置xi處的生態風險值；N(h)是間距為h的樣本對的總個數。

本文采用地統計軟件GS+7.0實現樣本變異函數最優擬合[16,23]。由于球狀模型模擬結果最優，本文生態風險空間分析基于球狀模型進行擬合，同時借助ArcGIS 10.2空間分析工具進行普通克里金插值，實現風險數值空間化。

1.4 景觀生態風險指數構建

生態風險的大小取決于生態系統內部各個景觀類型受到外部干擾的強度以及內部脆弱性大小。本文充分考慮不同景觀類型對外界風險源的抵抗能力以及自身脆弱性，從景觀類型結構出發，根據景觀組分的面積比重，選用干擾度和脆弱度建立景觀格局與生態風險之間的經驗聯系，構建景觀生態風險指數模型。其中，ERI計算公式[17]為：

(2)

式中：n為景觀類型的數量；Ei為景觀類型i的干擾度指數；Fi為景觀類型i的脆弱度指數；Ski為第k個風險小區內第i類景觀類型的面積；Sk為第k個風險小區的總面積。

景觀干擾度反映不同景觀類型代表的生態系統受到干擾的程度。生態系統所受干擾越大，風險越大。不同景觀類型所受外界干擾的大小可以反映在其景觀結構的變化上[12]。干擾度指數構建以景觀生態學中格局分析方法為基礎，選取破碎度、分離度、優勢度三者疊加并賦予相應權重來度量不同景觀代表的生態系統受到干擾的程度。公式[13,24]如下：

Ei=aCi+bNi+cDi

(3)

依據前人研究成果[12,17]計算Ci，Ni，Di指標。a，b，c代表各個指標對干擾的貢獻程度，且a+b+c=1。參考文獻[12，17]，重要性依次為破碎度、分離度、優勢度，分別賦予權值0.5，0.3，0.2。

景觀脆弱度表示各個景觀類型內部結構的易損性，能夠反映景觀對外界風險干擾的敏感程度及抵抗能力的大小，景觀類型代表的生態系統對外界的抵抗能力越小，則脆弱性越大，風險也越大，反之亦然[22]。本文在借鑒前人研究[11,23]的基礎上，通過專家打分法，將景觀類型脆弱性分為7個等級，經過求和標準化處理后脆弱度由低到高分別為城市與建設用地0.036，林地0.071，草地0.107，果園0.143，耕地0.179，水域0.214，荒地0.25。

1.5 地形因子梯度

1.5.1 高程與坡度分級 結合黃土丘陵溝壑區地貌特征，研究區最高海拔1 252 m，最低海拔843 m，考慮兩側極端高程區域面積[8]，將高程分為5個梯度：高程小于940 m和高程大于1 120 m各作為一級，940～1 120 m區間內按照間隔60 m進行分級。坡度梯度分級依據湯國安等[25]針對黃土丘陵溝壑區所做臨界坡度分級法，認為3°以下為無侵蝕區，3°～8°存在細溝但侵蝕較弱，8°～15°水力侵蝕加強，15°～25°水力漸趨加劇，25°是水力與重力侵蝕轉折點也是黃土高原退耕還林界限。本文依據上述特征閾值將坡度梯度劃分為5個梯度：3°以下，3°～8°，8°～15°，15°～25°，25°以上。

1.5.2 地形分布指數 為消除不同地形因子區段面積差異和不同風險組分面積比重差異，用無量綱分布指數來描述各風險組分在地形因子梯度上的分布狀況。公式[18,20]如下：

P=(Sie/Si)(S/Se)

(4)

式中：P為分布指數；Sie為第e種地形因子下第i類風險等級面積；Si為第i類風險等級總面積；Se為第e種地形因子總面積；S為研究區總面積。P>1，說明特定風險等級在特定地形因子上處于優勢分布，且P值越大，分布優勢越明顯。

2 結果與分析

2.1 土地利用類型變化分析

如表1所示，研究期間米脂縣土地利用類型總體變化不大。在土地利用類型動態變化上，草地、果園、水域以及城鎮用地面積比例基本維持穩定，而耕地、林地、荒地存在明顯的土地流轉現象。耕地面積減少了3 168.45 hm2，變化幅度為-6.16%；林地面積增加了1 102.95 hm2，變化幅度為8.54%；荒地面積增加了1 609.47 hm2，變化幅度為183.70%，是研究期間在面積比例變化最大的土地利用類型。減少的耕地，部分受退耕還林政策推動轉化為林地，部分受農戶個體拋荒轉化為荒地。拋荒行為原因多樣，大多受經濟利益驅動，年輕農戶出外打工或響應移民搬遷政策離開農村選擇主動拋荒，部分農戶因年齡增長難以負擔繁重農工而被迫拋荒。林地增加大多來源于耕地轉入，主要受退耕還林、三北防護林工程項目的推動。

表1 2009-2015年米脂縣土地利用類型變化%

年份耕地果園林地草地水域城建用地荒地200943.4112.3511.0128.550.733.170.78201540.7412.3811.9528.710.773.232.22

2.2 景觀生態風險時空分異

本文利用ArcGIS 10.2自然斷點法將生態風險值進行分級統計：Ⅰ級(ERI<0.212)、Ⅱ級(0.212≤ERI<0.224)、Ⅲ級(0.224≤ERI<0.237)、Ⅳ級(0.237≤ERI<0.253)、Ⅴ級(ERI>0.253)，且等級越高，生態風險值越大，以此得到研究區2009年、2015年生態風險空間分布圖(圖2)。

從生態風險空間變化來看(圖2)，米脂縣生態風險空間差異顯著，呈現西高東低，中間高南北低的空間分布格局。2009年Ⅰ與Ⅱ級風險占研究區面積的55%，主要分布于東部和南部。Ⅳ與Ⅴ級風險占研究區面積的19.9%，分布于中西部，呈片狀直線分布，被Ⅲ級風險隔開。與2009年相比，2015年生態風險維持前期的整體空間分布格局，但各個等級風險面積比例與空間位置發生較大變化。Ⅰ級風險面積由28.17%降為13.59%，是面積變化最大的風險等級，主要轉化為Ⅱ級風險，集中在東部的印斗、姬岔。Ⅱ級風險面積由26.83%增加至29.74%，期間伴隨Ⅰ級風險的轉入與自身向Ⅲ級風險的轉出。Ⅲ級風險面積擴大較明顯且多已聯接成片，達到研究區面積的1/3。Ⅳ與Ⅴ級風險面積變化不大，但空間格局變化明顯，橋河岔西部Ⅳ級風險區內出現Ⅴ級風險核心，石溝Ⅳ與Ⅴ級風險區核心縮小，同時桃鎮Ⅳ級風險的出現以及Ⅲ級風險的擴展使該區域形成風險值的第4個高值區。

圖2 米脂縣2009-2015年景觀生態風險空間分布

從生態風險動態變化來看，2009年、2015年米脂縣景觀生態風險指數[9]分別為0.221 7，0.228 9，風險值上升3.25%。依據風險數值的變化可知362個風險小區中有234個單元風險值上升，占單元總數的64.64%，說明大多數區域風險逐漸升高。為了更好地說明風險值變化的動態特征，本文采用生態風險轉移矩陣[13]說明各個風險等級面積轉化情況(表2)。表2中，研究期間風險轉移類型除各個風險級別保持不變之外，主要有Ⅰ-Ⅱ，Ⅰ-Ⅲ，Ⅱ-Ⅲ，Ⅱ-Ⅳ，Ⅲ-Ⅳ，Ⅲ-Ⅴ，Ⅳ-Ⅴ7類等級增加的風險轉移類型以及Ⅱ-Ⅰ，Ⅲ-Ⅱ，Ⅳ-Ⅲ，Ⅴ-Ⅳ4類等級減小的風險轉移類型。結合表2，將相鄰等級風險轉換面積相互抵消，即可得到風險面積轉化去向：Ⅰ-Ⅱ轉化面積為16 141 hm2；Ⅱ-Ⅲ轉化面積為12 289 hm2；Ⅲ-Ⅳ轉化面積為4 167 hm2；Ⅳ-Ⅴ轉化面積為1 258 hm2。從風險面積轉化去向可以看出，生態風險等級均在自身風險等級的基礎上轉向較高一級風險，說明研究期間生態風險度雖在局部地區有所下降，但在整體上呈顯著上升趨勢。通過簡單統計，風險等級由低到高轉變的面積占研究區面積的30.8%，而反向轉變面積僅占0.8%，風險值的顯著升高揭示了米脂縣生態環境的逐步惡化。

表2 米脂縣2009-2015年生態風險轉移矩陣 hm2

2.3 生態風險分布與地形的關系

為分析不同生態風險級別在地形因子上的分布情況，以高程梯度、坡度梯度為單一因子，考察兩類梯度下生態風險時空分布狀況并對研究結果進行對比分析。表3、表4分別為生態風險與高程、坡度梯度的分布關系；數字1—5分別表示不同高程與坡度梯度；數值區為分布指數P，P>1，說明特定風險等級在特定高程或坡度上處于優勢分布，且P越大，分布優勢越明顯；P<1不顯示。

由表3可知，2009年Ⅰ級風險在1，4—5級高程位上占優勢。2015年Ⅰ級風險在1級高程位上優勢程度增加顯著，在4—5級高程位上則明顯減小，說明Ⅰ級風險區在低海拔區有增大的趨勢，在高海拔區有減小的趨勢。2009年Ⅱ級風險在3—4級高程位上占優勢，2015年Ⅱ級風險區向高海拔轉移的趨勢明顯，在4—5級占優勢。2009年Ⅲ級風險在1—3級高程位上占優勢且優勢程度較為均一，2015年Ⅲ級風險分布優勢向高海拔轉移，在3—4級高程位上占優勢。Ⅳ與Ⅴ級風險分別在2—3與2，5級高程位上占優勢，期末Ⅳ與Ⅴ級風險優勢分布區間不變，但從Ⅴ級風險優勢分布數值變化來看，其有向低海拔轉移的趨勢。

Ⅰ級風險第1高程位為無定河川道，為全縣糧食主要產區，耕地集中分布，破碎度低，且米脂縣城位于該高程等級上，景觀脆弱性小。4—5級高程位多為丘陵山區，置耕梯田與退耕林地廣布。由于梯田交通通達性差，肥力低，導致農戶頻繁撂荒，致使風險升高。Ⅱ級風險3—4級高程位內丘陵冠頂分布有大量置耕梯田與平整坡地，耕地優勢度高，風險較低。2015年Ⅱ級風險向高海拔轉移與其取代研究區東部大部分低風險區有關。Ⅲ級風險第1級高程位的川道河谷區北部臨近榆林市，受區域城市化影響明顯，景觀干擾較大。2—3級高程多位于溝谷向塬面過渡的溝坡地帶，林地稀疏破碎，且分布有大片梁麓坡耕地，頻發的水土流失使景觀結構趨于破碎。2015年Ⅲ級風險分布優勢向高海拔轉移與研究區東部中風險區面積的大量增加有關。Ⅳ與Ⅴ級風險2—3級高程主要分布于石溝與橋河岔，是米脂縣最大的兩條侵蝕溝，坡面侵蝕切割明顯，加之土地利用開發程度強，溝谷環境惡劣，且脆弱性較大的鹽堿地廣布于河谷，環境易損性大。Ⅴ級風險第5級高程指米脂縣西部梁峁，此處毗鄰榆林風沙區，地形起伏較大，土壤風蝕沙化明顯，耕地細碎，生態環境較為脆弱。

由表4可知，2009年Ⅰ級風險在1，4級坡度上處于優勢分布。2015年Ⅰ級風險在1級坡度上優勢程度凸顯且在第4坡度上分布優勢消失，反映了Ⅰ級風險有向低坡度轉移的趨勢。研究期間Ⅱ級風險與Ⅲ級風險坡度優勢分布相對較為和緩，分別在2—3級與1—2級坡度位上優勢分布。Ⅳ級風險以4—5坡度為優勢分布，Ⅴ級風險以2，5級坡度為主要優勢分布，從數值來看兩者分布優勢均有所減小。

表3 米脂縣生態風險與高程梯度的分布關系

注：“—”代表未發現，下表同。

Ⅰ級風險1級坡度位主要位于川道河谷壩地，風險較小。4級坡度位內涵蓋部分交通可達性較低的低覆草地，景觀優勢度較高，研究期間人為擾動使部分陡坡草地被占用為坡耕地，致使風險升高，從而分布優勢消失。Ⅱ級風險2—3坡度涉及面積最廣，包括丘陵斜坡地與侵蝕溝坡地。丘陵斜坡地耕地集中分布，優勢度較高，溝間林草地分布成片，景觀穩定，風險較低。Ⅲ級風險在川道的分布主要位于無定河米脂段上游，該區域北部與榆林市榆陽區相連，受城市化影響，距榆陽區城市建成區和農村居民點越近，人為干擾越大，風險越高。Ⅲ級風險第2坡度位于侵蝕溝谷外延區與人為景觀主導的景觀過渡帶，脆弱度較高。Ⅳ與Ⅴ級風險5級坡度位為黃土丘陵區退耕還林下線，但受農戶行為決策影響使該坡度上陡坡地與撂荒土地廣布加之嚴重的土壤侵蝕，使景觀脆弱度居高不下。該坡度段雖然林地分布，但由于土壤干層的擴大，林地難以發揮減輕水土流失的生態功能。第2坡度位上Ⅴ級風險分布與主干侵蝕溝谷斬坡取土式的城鎮建設以及鹽堿地的廣泛分布有莫大關系。

結合表3—5，生態風險等級時空分布隨高程和坡度梯度變化明顯。研究期間Ⅰ級風險向低海拔、低坡度轉移的趨勢十分顯著；Ⅱ與Ⅲ級風險均向高海拔轉移，其對坡度梯度變化的響應均不明顯；Ⅳ與Ⅴ級風險由于研究期間面積變化較小，在高程與坡度梯度上均無明顯的風險轉移現象。各等級生態風險在地形梯度上呈現的分布優勢差異與黃土丘陵溝壑區特殊的地形地貌條件、多樣的農業種植結構有關，而研究期間各等級風險隨地形不同程度的轉移則與研究區農戶撂荒、鹽堿地轉入、城鄉建設向侵蝕溝谷的延伸密不可分。

表4 米脂縣生態風險與坡度梯度的分布關系

表5 生態風險等級在地形梯度上的優勢分布區間

3 討論與結論

3.1 討 論

基于黃土丘陵溝壑區特殊自然條件，本文通過構建地形分布指數，來探討生態風險在不同高程和坡度梯度下的空間分布及其變化規律。與前期研究相比，本文不僅給出了景觀生態風險的空間分異狀況，也進一步揭示出不同地形因子下景觀生態風險的可能分布及其變化，為針對性的風險防范提供方向性依據。

本文基于土地利用變化的景觀生態風險模型，從景觀格局方面探討風險受體自然損失，為后續綜合景觀格局和生態學過程來探討生態風險奠定堅實的基礎。加之農戶行為是造成景觀格局和生態學過程變化的主要因子。因此，綜合考慮景觀格局與生態學過程，基于農戶行為模型探討和分析生態風險的演化模式，就為今后探討宏觀生態風險的微觀驅動機理提供了有效途徑。

3.2 結 論

(1) 研究期間米脂縣景觀結構發生較大變化，充分體現了以退耕還林政策與農戶行為二元主導的農耕區土地利用格局特點。持續退耕與耕地撂荒，使耕地面積不斷減少，造林與拋荒面積不斷增加。

(2) 米脂縣生態風險指數分別為0.221 7，0.228 9，生態風險增加。生態風險空間分異明顯且呈現西高東低，中間高南北低的整體分布格局。Ⅰ級風險主要轉化為Ⅱ級風險，面積比例由28.17%降為13.59%；Ⅲ風險區期末達到研究區面積的1/3，主要由Ⅱ風險區轉化而來；Ⅳ與Ⅴ風險面積比例整體上升3.9%且空間格局變化明顯。

(3) 生態風險等級時空分布隨高程和坡度梯度變化顯著。Ⅰ級風險向低海拔、低坡度轉移的趨勢明顯；Ⅱ級與Ⅲ級風險均向高海拔轉移；Ⅳ級與Ⅴ級風險在地形梯度上無明顯的風險轉移現象。