長白山區生態用地破碎化演變及土地利用變化研究

郭 敏1,王士君2,余 娜

(1.吉林大學 地球科學學院,吉林 長春130061;2.東北師范大學 地理科學學院,吉林 長春130024; 3.吉林省自然資源調查規劃中心有限公司,吉林 長春130061)

1 前言

土地利用/覆被變化(LUCC)作為人類活動與自然環境相互作用的最直接表現方式,已成為土地科學和可持續發展的重要研究課題。近年來,隨著城鎮化進程的不斷推進,我國人口膨脹、建設用地擴張和環境惡化等社會經濟問題日益突出[1]。同時,人類活動加劇了對自然環境的壓力,直接影響到自然生態系統的結構和功能,造成了環境污染、土地退化和生物多樣性單一等多種生態安全問題[2,3]。生態用地作為直接關聯土地生態功能的土地類型,是土地生態服務系統的基本載體,也是區域生態景觀格局與土地利用類型之間形成有效聯系的關鍵要素。從生態功能方面來看,生態用地具有水土保持、防風固沙、調節氣候和生物多樣性保護等功能[4,5],是直接影響自然—社會經濟組成的復合生態系統。

傳統的生態用地研究模式主要集中分析景觀格局演變和土地覆被變化[6,7]、測量城市生態用地需求[8]、構建景觀生態安全格局[9,10]和生態脆弱區土地利用變化[11,12]。近年來,景觀生態安全評價的研究較多。Zang Z構建了生態脆弱性評價指標體系,對典型景觀類型的時空格局、生態脆弱性和生態系統服務功能變化進行了實證分析[13];周銳通過構建不同生態過程的生態安全格局來識別生態用地,為城市生態規劃與空間布局規劃提供了參考;潘竟虎通過RS和GIS技術,建立基于景觀格局的景觀生態風險指數,分析了景觀生態風險的時空變化特征和聚集模式[14];于瀟以景觀格局安全指數和生態質量指數為變量,構建現代農業區景觀生態安全評價模型,對近30年來研究區的景觀生態安全時空分異進行了分析[15]。根據研究來看,定量測度生態用地景觀格局演變與土地利用變化仍是理解區域生態安全與土地演化的重要手段,因此本文用定量測度方法來研究長白山區生態用地的演變特征和變化規律。

土地破碎化是區域景觀格局的表現形式,反映了斑塊由簡單到復雜的變化過程,是自然或人為干擾因素共同作用的結果,其景觀格局特征表現為由單一均勻的連續斑塊逐漸變為不連續的破碎斑塊。同時,土地破碎化是描述景觀演變與生態安全的重要特征指標,對研究土地破碎化的景觀生態過程、土地利用模式和環境可持續發展均具有重要的影響[16,17]。從土地整治角度看,實施土地整治、退耕還林還草等土地政策的目的就是為了降低土地資源破碎化。隨著相關部門對土地資源生態保護的要求越來越高,科學測量和分析土地破碎化程度對制定合理的土地利用規劃和政策顯得尤為重要。當前,由于土地承載力有限,人類不合理的生產活動已占用了大量土地,導致土地破碎化程度增加,縣域尺度及以下的生態用地破碎度與土地利用格局演變的小尺度、精細化研究越來越受到重視[18]。

長白山區是典型的原始森林區,但在我國境內,北坡、西坡和南坡具有典型的城市代表性,區域內土地保護、生態安全與城市之間的矛盾仍存在。近幾十年來,該地區城市不斷擴張,區域內生態用地對維持區域生態環境和耕地質量保護的作用日益明顯。了解長白山區生態用地破碎度和土地利用變化有助于優化土地利用模式,實現不同土地利用類型利用價值的最大化。本文以長白山區3個縣級行政區劃涉及的31鄉鎮單元為研究對象,對長白山區1995—2015年生態用地的景觀格局和離散程度等景觀指數進行了分析,通過土地利用轉移矩陣、土地利用動態度綜合測度區域內不同土地利用類型之間的相互轉換情況。旨在:①刻畫20年來長白山區生態用地破碎化程度和景觀格局演變特征,為生態用地破碎化評價提供科學合理的評價模型;②定量測度分析長白山區土地利用變化特征,了解土地利用變遷過程,為土地利用規劃者提供科學參考與建議。

2 數據來源與研究方法

2.1 研究區域概況

長白山(127°40′—128°16′E、41°35′—42°25′N)位于吉林省東南部中朝交界處,是我國東北典型的山地森林生態系統。本文是指以吉林省延邊朝鮮族自治州安圖縣(長白山北坡)、白山市長白朝鮮自治縣(長白山南坡)和撫松縣(長白山西坡)3個縣級單元為代表的長白山典型生態連片區域(圖1),區域內共31個鄉鎮級別單元。該區域屬于溫帶大陸性山地氣候區,除具有一般山地氣候的特點外,還具有明顯的垂直氣候變化特征;年均氣溫在-7—3℃之間,積雪深度為50—70cm,年降水量700—1400mm。同時,該區域水資源豐富,是松花江、圖們江和鴨綠江三大水系的發源地。

圖1 研究區域位置示意圖

2.2 數據來源

遙感數據來源于我國土地利用/土地覆蓋遙感監測數據庫,以研究區域1995年、2005年、2015年的Landsat-Tm/ETM和Landsat8遙感影像數據為信息源,借助Envi4.5軟件對遙感影像進行波段合成與矯正。通過ArcGIS10.5軟件,結合三縣域的地形圖和土地利用圖數據進行人機交互式解譯,獲得研究區域土地利用類型矢量文件。結合研究區域特點和研究目的,最終確定土地類型為耕地、林地、草地、水域、建設用地、未利用地六大類型。景觀格局分析基于由矢量格式轉換為柵格格式的類型圖,考慮到解譯精度和遙感影像分辨率的影響,將柵格單元大小設為30m×30m。同時,根據行政區劃,將研究區域劃分為以鄉鎮為單元的31個評價單元,以反映鄉鎮級的生態用地破碎化程度及土地利用變化。

2.3 生態用地定義及分類系統

我國現行的《土地利用現狀分類(GBT 21010—2017)》中沒有明確生態用地的類別,同時對生態用地的分類缺乏統一的標準,導致其生態價值難以在分類體系中體現。生態用地不是一個具體統一的土地利用范疇,其定義也因為不同的研究目的而賦予不同的內涵。對生態用地的定義,以往研究在區域尺度上形成了以土地空間形態來定義的生態要素決定論[19],以土地生態功能定義的生態功能決定論[20,21]和以土地主體功能定義的主體功能決定論三種觀點[22-25]。龍花樓、劉永強等在界定生態用地概念的基礎上,采用逆向遞推法將生態用地合并歸類,將生態用地劃分為生態用地、半人工生態用地和人工生態用地三種類型[5];周銳、謝花林等通過GIS、RS等技術手段提取具有空間信息的生態用地,分別構建了生態用地的空間結構和安全格局[12,26];Costanza R通過計算土地利用類型的生態服務價值(ESV)進行了生態用地識別的研究[27]。根據以往研究成果,本文將生態用地定義為以生態價值為主要利用價值,發揮土地生態系統服務功能,維護區域生態安全和可持續發展的土地利用范疇。同時，依據土地利用現狀和《土地利用現狀分類(GBT 21010—2017)》,將土地利用類型劃分為生態用地、耕地、建設用地和未利用地,其中生態用地包括林地、草地、水域三大類(表1)。

表1 生態用地類型分類

2.4 研究方法

生態用地破碎度評價指標選取:土地破碎化程度可反映在景觀水平上,本文通過建立定量分析評價模型,利用景觀生態學指標對生態用地破碎程度進行探討。景觀指數的選擇應具有低冗余度,既能更好地描述景觀破碎化程度的特點,又應涵蓋景觀面積、形態、離散度等綜合方面的內容。本文借鑒已有研究成果[28,29],并考慮長白山區的實際情況,選取斑塊密度(PD)、邊界密度指數(ED)、面積加權形狀指數(AWMSI)、破碎度指數(FS)、分離度指數(DIVISION)、分裂指數(SPLIT),共6個景觀指標來描述生態土地的破碎化特征。

斑塊密度(PD)是指單位面積上的斑塊數量,表征景觀破碎化程度。該指標值越高,破碎化程度越高。計算公式為:

PD=P/A

(1)

式中,N表示斑塊總數量;A表示土地總面積。PD>0。

邊界密度指數(ED)是指單位面積邊界的總長度,描述斑塊的形狀特征,揭示圖斑被分割的程度。該指標值越高,其破碎化程度越高。計算公式為:

ED=E/A

(2)

式中,E為斑塊邊界總長度;A為土地總面積。ED>0。

面積加權形狀指數(AWMSI)是衡量斑塊復雜程度和景觀空間格局復雜性的度量標準。該指數值越高,表明斑塊的形狀越復雜,破碎化程度也越高。計算公式為:

(3)

式中,n為斑塊數量;Pi為斑塊周長;ai為每一個斑塊面積;A為土地總面積。AWMSI≥1。

破碎度指數(FS)是量化斑塊破碎度的直觀指數。該指標值越大,表明斑塊的復雜程度越高。計算公式為:

FS=1-1/MSI

(4)

(5)

式中,MSI為斑塊平均形狀指數;n為斑塊數量;Pi為斑塊周長;ai為每一個斑塊面積;N為斑塊的總數量。0

分離度指數(DIVISION)指不同斑塊間的分離程度。該指標值越大,表明斑塊間越分散,破碎化程度越高。計算公式為:

(6)

式中,ai為每一個斑塊面積;A為土地總面積。0

分裂度指數(SLPLIT)是度量斑塊分裂程度的指標。該指標值越大表明斑塊越分裂,破碎化程度越高,計算公式為:

(7)

式中,ai為每一個斑塊面積;A為土地總面積。SPLIT>1。

生態用地破碎度評價模型構建:生態用地破碎度綜合指數可定量描述生態用地在一定時間、空間尺度的破碎化程度,能較好地反應生態用地的破碎狀況。本研究根據各指標的具體生態學意義,構建了生態用地破碎評價體系[30]。該評價體系由面積—邊緣指數層、形狀指數層和離散指數層三部分構成,分別從面積、形狀、離散度三方面全面描述生態用地破碎化程度(表2)。其中,斑塊密度(PD)和邊界密度(ED)與破碎化程度密切相關,密度越高,斑塊破碎化程度越高。破碎化程度也與斑塊形狀有關,斑塊形狀越復雜,其破碎度越高。此外,斑塊的離散程度也在一定程度影響了破碎化程度,斑塊空間分布越分散、越交錯,其破碎化程度越高。

表2 破碎度評價指標體系

由于各指標之間的量綱、含義不同,且正向指標和負向指標對評價目標的影響方向不一致,各個指標之間缺乏可比性。為了使各指標之間具有可比性,將原始數據進行無量綱化處理并壓縮至[0,1]區間內。采用比重法[31]對數據進行標準化處理,再根據所選的6個指標采用熵權法[32],利用景觀指數的計算結果,確定各時間節點(1995年、2005年、2015年)各指標的權重,計算結果見表3。

表3 破碎度評價指標權重

運用綜合評價法依次計算生態用地的面積—邊緣破碎指數、形狀破碎指數、離散破碎指數和破碎度綜合指數,對生態用地破碎化進行定量評價,計算公式為:

(8)

式中,ELF為生態用地破碎度綜合指數;Wi為第i個指標的權重值;Ci為指標現狀值;m為評價指標個數。

土地利用動態度:為客觀反映土地的動態變化,本研究選用土地利用動態度來定量描述其動態變化特征。土地利用動態度是分析土地利用面積變化率的主要模型之一[33,34],表征一定時間間隔內土地利用變化的速度和強度,計算公式為:

(9)

式中,K為研究期內土地利用類型動態變化度;Ua和Ub分別為研究期初和研究期末的土地面積;T為研究時間。

土地利用轉移矩陣:土地利用轉移矩陣是馬爾科夫模型在土地利用變化中的應用,一方面可以定量描述不同土地利用類型之間的轉換,另一方面可揭示用地類型的轉移速率[35]。土地利用轉移矩陣通常用來研究某一區域內各種地類在T1-T2時間段內的動態相互轉化過程,一般表達形式為:

(10)

式中,A為面積;n為轉移前后的土地利用類型數;Aij為轉移前的i地類轉移為j地類的土地面積。

3 結果及分析

3.1 生態用地破碎度總體情況

研究發現,1995—2015年各評價單元的土地破碎化指數均在不同程度上有所增加,具有破碎化特征(圖2)。其中,斑塊密度(PD)和邊界密度(ED)兩個指標值在1995年均為較低水平,斑塊具有較高的完整性和連接性。2005年,超過68%的評價單元PD和ED值急劇上升,且超過20%的評價單元上升幅度大于10%,區域斑塊的均勻性隨著碎片的增加而劇烈降低。2015年,PD和ED指標值上升幅度減緩,在此期間人類活動和城市擴張在生態土地破碎化中發揮著重要作用。面積加權形狀指數(AWMSI)和破碎度指數(FS)是用于描述生態用地形狀破碎化程度的指標,各評價單元在研究時段內的AWMSI和FS值均呈上升趨勢,研究區域內生態用地的空間格局是分散和不規則的。分離度指數(DIVISION)和分裂指數(SPLIT)20年來小幅增長,各評價單元斑塊間的連通性變弱并且分布趨于分散性。總體上來看,1995—2005年長白山區生態景觀格局由連續、均質狀態急劇轉化為不連續、離散的狀態;2005—2015年,破碎化程度仍然存在,但趨于下降的趨勢,破碎化過程相對緩慢并且得到控制。結合實際情況來看,生態用地破碎化之所以略有回升,景觀安全趨于平穩,主要得益于長白山區近年來對生態土地保護和土地管理的重視,以及人類活動對生態土地的負面影響在逐漸減弱。

圖2 1995年、2005年、2015年各評價單元破碎指標值統計

3.2 生態用地破碎度時空變化分析

根據1995—2015年長白山區各評價單元的景觀指數值,賦權后依此計算1995年、2005年和2015年各評價單元的面積—邊緣破碎指數、形狀破碎指數、離散破碎指數和破碎度綜合指數(表4)。研究結果顯示不同年份不同評價單元生態用地破碎化程度不同。總體來看,長白山區破碎化程度從1995—2015年呈下降趨勢,破碎化程度降低,區域差異性顯著,研究結果與實際情況相符合。

破碎度時間變化分析:對比3個時期研究區域各評價單元的破碎度綜合指數(表5)情況,破碎化程度存在較大的差異。1995—2005年有11個評價單元破碎化現象日趨嚴重,破碎化程度增加,其中增幅最大的鄉鎮為永慶鄉、兩江鎮、萬良鎮和興隆鄉,增幅分別為83.52%、10.97%、10.15%和9.54%。其他20個評價單元的破碎度綜合指數降低,降幅度最大的分別為新房子鎮、亮兵鎮、二道白河鎮。漫江鎮和明月鎮破碎化程度未發生明顯變化,破碎現象較穩定。

2005—2015年12個評價單元破碎度指數增幅大于零,增幅最大的鄉鎮分別為興隆鄉、萬良鎮和新房子鎮。19個評價單元破碎度降低,萬寶鎮和十四道溝鎮降幅最大,分別為47.63%和19.94%。總體看,1995—2015年長白山區整體破碎化程度降低,個別鄉鎮如寶泉山鎮、萬良鎮、興隆鄉的破碎化程度一直處于上升趨勢,生態用地分布趨于零散化、斑塊形狀復雜化,破碎化程度日漸加劇;而長白鎮、亮兵鎮、萬寶鎮的破碎化現象明顯降低,生態用地破碎化得以緩解；新房子鎮前十年的破碎化程度明顯減低,但后10年卻劇烈增加,生態用地亟需保護。

表4 1995年、2005年、2015年長白山區各評價單元破碎指標值計算結果

表5 1995年、2005年、2015年長白山區各評價單元破碎度

(續表5)

評價單元 面積—邊緣破碎指數 形狀破碎指數 離散破碎指數 破碎度綜合指數 1995年2005年2015年1995年2005年2015年1995年2005年2015年1995年2005年2015年漫江鎮0.2690.2590.2601.9552.0041.9620.1350.3720.3720.4022.5850.401馬鹿溝鎮0.6950.6410.6412.9023.1843.1210.0810.2290.2290.6463.9870.618明月鎮0.5120.4930.4934.8765.0514.9320.2460.6740.6740.8236.0730.817泉陽鎮0.6080.5810.5822.6312.7162.7250.0750.2100.2110.5753.4510.556十二道溝鄉1.4841.5511.5753.1253.2903.2370.1230.3380.3381.1485.1671.178松江鎮0.9490.9340.9354.1894.3764.2720.0850.2390.2390.8705.4600.848松江河鎮0.7620.7130.7142.1222.1772.3340.0960.2660.2670.6533.1410.628石門鎮0.1950.1830.6525.7975.9816.0250.0380.1130.1680.4916.0920.765十四道溝鎮0.6080.6370.1832.9693.2155.8520.0610.1680.1140.5813.9510.478萬寶鎮1.5441.4450.6384.3264.4593.1420.0820.2310.1691.2136.0870.594萬良鎮0.3340.3461.4472.6512.2874.3580.2820.9420.2310.6283.4911.129新房子鎮3.4010.3960.3463.6382.8822.2380.3010.1300.9432.4443.3310.691新合鄉1.7141.7720.3974.4444.7092.8690.2140.6010.1311.4487.0430.431興隆鎮0.5220.6501.7746.0776.1594.6010.0480.1670.6010.7036.7921.469仙人橋鎮0.6630.6370.6384.0054.1144.0140.1600.4430.4440.7725.0800.753興參鎮1.6471.5491.5514.3794.5004.3920.1130.3150.3151.3066.3051.221新屯子鎮2.1432.0432.0463.1633.3003.2250.1320.3690.3691.5345.7271.446沿江鄉1.0701.0401.0412.3762.4482.3940.0610.1750.1760.8083.6390.774永慶鄉0.9171.8391.8413.5333.1133.0540.0700.7180.7190.7995.6701.464

表6 研究時段內土地變化面積和土地利用變化動態度

圖3 長白山區生態用地破碎度分級

破碎度空間變化分析:根據分級結果(圖3),將生態用地破碎度分為4個級:Ⅰ級為低破碎化程度區(0—0.5),Ⅱ級為輕破碎化程度區(0.5—1.0),Ⅲ級為中破碎化程度區(1.0—1.5),Ⅳ級為高破碎化程度區(1.5—2.0)。根據研究結果,1995年破碎化程度較高,Ⅳ級為區域評價單元數量最多,分布在長白縣西部,I級和II級廣泛分布在23個評價單元內。2005年Ⅳ級區域個數明顯減少,且個別區域的破碎度等級均有降低趨勢,主要集中在長白縣西部和安圖縣南部地區。2015年的破碎化程度最低,IV級區域個數最少。

3.3 土地利用轉化情況

用地類型總體變化:為了明確生態用地內部之間及生態用地與其他土地類型之間的土地利用動態變化特征和土地利用轉換關系,本文對6種土地利用類型進行了地類轉換特征分析。根據不同時間間隔內的土地利用數據計算土地利用動態度,以明確每個土地利用類別的變化率,結果見表6、圖4。

圖4 研究時段內各地類用地面積

林地是研究區域內土地利用的主要類型,占總面積的80%以上,1995—2015年土地利用動態度為-0.03%,面積略有減少。耕地作為第二大土地利用類型,1995—2015年逐漸擴大,總體動態度為0.15%。1995年生態用地以林地和草地為主,分別占總面積的88.37%和4.45%。20年來,草地面積增加了44.74km2,變化最強烈；林地減少了87.44km2,總動態度為-0.03%。從生態用地看,1995—2005年生態用地面積減少21.58km2,2005—2015年生態用地面積減少20.34km2。生態用地內部變化比整體變化更劇烈,各亞類之間的相互作用頻繁。總之,土地利用變化的特征表現為林地大面積減少和草地大幅增加。由于人類活動,如耕地開墾和林地過度砍伐,導致20年來生態土地破碎化和土壤退化。

表7 生態用地同各土地利用類型間的轉移矩陣(km2)

生態用地與各地類間的轉換:對不同時期長白山區生態用地和各土地利用類型間的轉移矩陣(表7)分析可知:1995—2000年,一方面大面積的生態用地開墾為耕地,面積占耕地增加量的99.30%,直接導致耕地面積比例由1995年的5.15%增長到2005年的5.30%。此外,部分生態用地轉化為建設用地,轉化面積為0.40km2,占建設用地面積增加量的71.20%。另一方面，部分耕地和建設用地轉換為生態用地,兩者的轉化面積分別為1.87km2和0.07km2,生態用地凈變化量為-15.76km2。2000—2005年,生態用地主要轉化為耕地和未利用地,其中生態用地轉化為耕地的面積為16.53km2,占該階段耕地增加量的99.24%,生態用地退化為未利用地面積為0.48km2,占未利用地增加量的100%。該階段耕地和未利用地轉化為生態用地的面積比往年有所增加,兩者轉化為生態用地的面積分別為8.46km2、2.49km2,但生態用地面積仍呈現下降的趨勢,凈變化量為-5.82km2。2005—2010年,城市擴張,建設用地面積顯著增加,由1995年占總面積的0.72%增長到2010年總面積的0.75%,該階段生態用地的凈變化率為-5.59km2。2010—2015年生態用地轉化為耕地的面積最低,僅為1.19km2,但轉化為建設用地的面積最大,占總面積的比例達到0.77%,該階段生態用地的凈變化量為-4.51km2。

總體來看,1995—2015年生態用地面積呈下降的趨勢,總變化量為-31.66km2。但從1995—2000年、200—2005年、2005—2010年、2010—2015年各階段看,生態用地凈變化量的絕對值不斷減小。生態用地同各地類之間的轉化頻繁,直接導致用地斑塊面積細碎化、斑塊形狀復雜化,加重了生態用地的破碎化程度。退耕還林還草政策的實施,一定程度上控制了生態用地的降低,但由于政策實施的局限性仍無法制約城市用地的擴張,研究區域城市用地擴張在很大程度上都是以占用生態用地為主。

4 結論與討論

4.1 結論

主要是:①長白山區1995—2015年生態用地破碎化程度呈下降趨勢,降幅減輕。空間分布特征表明,20年來生態用地的破碎化區域減少,尤其是Ⅳ級破碎化區域。②本文將生態用地與其他土地利用類別進行轉化分析,生態主要包括林地、草地和水域。根據土地利用動態度和土地利用轉移矩陣的結果可知,1995—2015年生態用地逐年減少,內部類型變化幅度大于生態用地本身;林地和草地是研究期內土地利用變化的兩種主要類型,林地主要向草地轉化,林地、耕地和建設用地之間的轉換頻繁發生。③土地利用變化是多種因素包括自然、經濟和社會因素共同作用的結果。隨著城市化進程的加快,長白山區面臨著城市擴張、耕地保護和林地縮減的矛盾,其實質是城市發展、糧食安全和生態環境保護之間的矛盾。

4.2 討論

主要是:①土地利用政策是影響土地利用變化的外在因素。20世紀80年代,我國相關土地的管理政策主要集中在耕地保護上,對生態土地保護的關注相對較弱,許多生態土地遭到破壞和非理性使用。基本農田保護區的土地改良政策的出臺,極大地提高了耕地的質量和比例,在一定程度上抑制了土地復墾的破壞。近年來,我國對生態用地的具體保護措施逐步出臺,并取得了一定的成效,部分地區的破碎化程度有所下降。生態用地格局由破碎化、分散化逐漸向集中化發展,長白山區生態景觀格局趨于安全。②生態用地的破碎化特征可為區域土地利用配置和生態保護提供重要依據。研究生態用地破碎化程度的分級,有利于制定土地利用發展戰略。本文建議在保護現有生態用地的前提下,在破碎度IV級區域開發額外的生態用地,使土地利用的生態價值最大化。在破碎度III級區,在人為干擾和土地自然演替的共同影響下,對生態用地進行不同程度的劃分:首先,對生態價值較高的生態用地減少人類活動的干擾,增加生態用地的聚集度;其次,在破碎化程度較高的地區,通過削減部分建設用地、退耕還林還草等方式增加生態用地面積,以實現生態重建戰略。生態用地破碎化的主要干擾因素為城市擴張和耕地復墾。嚴格限制城市擴展,有利于釋放超額生態用地,改善生態用地格局。合理規劃與配置生態用地,不但可充分發揮生態用地的生態價值和使用價值,而且為城市可持續發展提供了優化路徑。