基于景觀結構的黃河沿岸土地利用生態(tài)風險時空變化分析
——以河南省為例

張 鋒, 陳偉強, 馬月紅, 耿藝偉

(河南農業(yè)大學 資源與環(huán)境學院, 河南 鄭州 450002)

土地利用生態(tài)風險評價是針對土地利用過程中發(fā)生不利生態(tài)影響可能性的評價，對認知土地利用生態(tài)風險產生機制，降低生態(tài)風險概率以及優(yōu)化土地利用具有重要意義[1-2]，隨著城市化進程的快速發(fā)展，導致環(huán)境管理目標的轉變，多風險源、多受體及區(qū)域景觀水平階段已經成為當前土地利用生態(tài)風險評價研究的重點[3]。而基于人類開發(fā)導致的景觀格局轉變、土地利用類型變化的生態(tài)風險評價更加關注生態(tài)風險的時空異質性，其重點為評價人類活動在生態(tài)系統(tǒng)中產生的不良影響[4]。近年來，由于大、中型城市建設以及“城鄉(xiāng)融合”等戰(zhàn)略的實施，土地開發(fā)活動愈加頻繁，導致各種生態(tài)環(huán)境問題的出現(xiàn)，生態(tài)風險評價逐漸成為研究和解決環(huán)境問題的重要手段。國內大量學者從不同角度對區(qū)域生態(tài)風險進行研究，提出了不同的生態(tài)風險評價模型：包括基于P-S-R模型設計土地利用生態(tài)安全(LUES)分級標準構建生態(tài)風險模型[5-6]，利用土地類型面積比重構建生態(tài)安全評價模型[7-8]，從景觀結構角度利用景觀擾動指數與景觀脆弱指數構建模型對區(qū)域生態(tài)風險進行評價等[9-11]，其中從景觀角度出發(fā)進行生態(tài)風險的研究越來越多，研究尺度大到城市群[12]、市域[13-15]、小到縣域[4]、濕地公園等[11]，研究區(qū)域包括流域[16-17]、干旱區(qū)[10]、海岸帶[18]、丘陵區(qū)[19]以及農林交錯帶等[9]，盡管前人研究尺度以及研究區(qū)域包含甚廣，但對黃河沿岸土地利用生態(tài)風險的研究還有所缺乏，黃河流域作為中華民族的發(fā)源地，從西到東橫跨9個省區(qū)以及青藏高原、內蒙古高原、黃土高原和黃淮海平原4個地貌單元，由于河水沖積水土流失嚴重，土地類型變化頻繁。2019年9月習近平總書記在河南鄭州主持召開黃河流域生態(tài)保護和高質量發(fā)展座談會并發(fā)表重要講話，明確指出黃河流域在我國經濟社會發(fā)展和生態(tài)安全方面具有十分重要的地位，深刻闡明黃河流域生態(tài)保護和高質量發(fā)展的重大意義，因此研究黃河流域沿岸土地利用生態(tài)風險變化特征，對加強黃河治理保護、降低黃河沿岸土地利用生態(tài)風險具有重大意義。為此，本文以河南省黃河沿岸7個城市為研究對象，以2005，2010，2015以及2018年4期土地利用數據為基礎，根據景觀擾動指數與景觀脆弱指數構建生態(tài)風險評價模型，借助土地轉移矩陣與空間自分析方法對土地利用生態(tài)風險進行分析與評價，研究結果可為正確認識黃河流域沿岸城市土地利用生態(tài)風險，對土地景觀資源保護、生態(tài)系統(tǒng)優(yōu)化與生態(tài)環(huán)境保護、管控措施制定等提供一定的理論依據。

1 數據和方法

1.1 研究區(qū)概況

黃河流域途徑河南省7個市區(qū)，包括三門峽市、洛陽市、焦作市、新鄉(xiāng)市、鄭州市、開封市以及濮陽市，屬北亞熱帶向暖溫帶過渡的大陸性季風氣候，南北過渡性明顯。研究區(qū)域大多為平原、丘陵地貌，耕地是主要的景觀基質，林地和草地主要位于研究區(qū)的西南方向，以鄭州為中心的7個市區(qū)，近幾年來發(fā)展迅速，建設用地面積快速增長。

1.2 數據來源

本文所采用的2005，2010，2015和2018年土地利用類型柵格數據均來源于中國科學院資源環(huán)境科學數據中心。所用數據的分辨率為30 m，在此基礎上參考《土地利用現(xiàn)狀分類(GB/T21010-2017)》并結合研究區(qū)實際情況將研究區(qū)土地類型分為耕地、林地、草地、水域、建設用地以及未利用地(見封3，附圖4)。

1.3 研究方法

1.3.1 構建生態(tài)風險指數

(1) 景觀擾動指數(Ei)。同一地區(qū)的生物多樣性、生態(tài)環(huán)境整體結構和功能、生態(tài)系統(tǒng)的更新和演替受到不同景觀類型構成的影響，表現(xiàn)出不同的特征，同時生態(tài)系統(tǒng)抗干擾能力的大小也與該地區(qū)景觀類型的構成密切相關[4]。景觀擾動指數(Ei)用來反映外界干擾(主要是人類活動)對生態(tài)環(huán)境(由不同的景觀類型組成)的影響程度，可以通過對景觀破碎度指數(Ci)、景觀分離指數(Ni)和景觀優(yōu)勢指數(Di)三者賦予權重累加獲得，以反映出不同景觀構成的干擾程度，景觀擾動指數的大小主要受人類活動的影響，受人類開發(fā)活動影響越大，擾動指數越大，隨之生態(tài)風險越大，反之則越小[2,4,9-10]，景觀擾動指數(Ei)可以用下面的公式表示：

Ei=aCi+bNi+cDi

(1)

式中：a,b,c為各景觀指數權重,且其和為1,根據前人研究結果[9-11]并結合研究區(qū)特點,認為景觀破碎度的分布特征比較重要,分離度重要程度,結合專家打分法將景觀破碎度權重賦值為0.5;分離度賦值為0.3;優(yōu)勢度賦值為0.2。

景觀破碎度指數(Ci)可表示為：

(2)

景觀分離指數(Ni)可表示為：

(3)

景觀優(yōu)勢指數(Di)可表示為：

(4)

式中：Ai為景觀類型i的面積；A為景觀總面積;ni為景觀類型i的斑塊數;Qi為斑塊i出現(xiàn)的風險小區(qū)數/總風險小區(qū)數;Mi為斑塊i的數目/斑塊總數;Li為斑塊i的面積/風險小區(qū)的總面積[2]。

(2) 景觀脆弱指數(Fi)。景觀脆弱指數用來表示不同生態(tài)系統(tǒng)的易損性，不僅反映了土地本身的自然屬性，更是人為因素和自然因素綜合作用的結果，景觀脆弱指數越大，表明對區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)的干擾越大，區(qū)域生態(tài)風險越高。結合前人研究以及研究區(qū)實際情況認為建設用地最為穩(wěn)定，不易產生土地利用類型的變化，故將建設用地賦值為1；未利用地是指農用地和建設用地以外的荒草地、沙地、裸巖、裸土地等，受環(huán)境變化、人類活動影響較大，土地利用類型改變相對容易，其景觀脆弱性最強，最為敏感，故將未利用地賦值為6；水域、耕地、林地、草地則根據前人研究結果和各自脆弱性特點分別賦值為5,4,3,2[2]。進行歸一化處理后得到研究區(qū)的各土地類型景觀脆弱指數。

(3) 生態(tài)風險指數(ERI)。在對上述景觀擾動指數和景觀脆弱指數研究分析的基礎上，為了描述樣地內生態(tài)損失的大小，通過采樣方法將空間格局轉變?yōu)樯鷳B(tài)風險變量，以此構建土地利用生態(tài)風險指數ERI。

(5)

式中：n為景觀類型數量;Ski為第k個風險小區(qū)第i類景觀組分的面積;Sk為第k個風險小區(qū)總面積。

1.3.2 空間自相關分析

(1) 全局Moran’sI指數。空間自相關分析的目的是度量某一變量是否在空間上相關，并描述其相關程度如何。本研究采用Moran’sI指數圖對土地利用生態(tài)風險全局空間自相關進行分析描述。具體計算公式[20]為：

Global Moran’sI=

(6)

(2) 局部Moran’sI指數。利用局部Moran’sI指標局部空間自相關性，對空間集聚和空間異質進行識別，并生成LISA聚類圖。局部Moran’sI指數計算公式為[20]：

(7)

(8)

式中：yi，yj是標準化后的空間單元觀測值； 其余變量與全局Moran’sI指數變量含義相同。

1.3.3 基于格網的生態(tài)風險小區(qū)劃分與生態(tài)風險空間分析 本文根據研究區(qū)特點，在參考前人研究以及考慮研究區(qū)空間異質性和斑塊大小的基礎上[4,9,12]，借鑒傳統(tǒng)景觀生態(tài)學中關于景觀取樣大小的方法，即網格劃分大小應當為斑塊平均面積的2～5倍，為減少網格對大斑塊的切割，選取耕地平均斑塊面積的5倍，利用GIS軟件將研究區(qū)劃分6 km×6 km的采樣網格，采樣方式為等間距系統(tǒng)采樣法，共計1 737個生態(tài)風險小區(qū)。在利用空間自相關分析證明了生態(tài)風險評價值有空間自相關性的基礎上，在GIS中計算每個生態(tài)風險小區(qū)的生態(tài)風險值，然后將每個網格的值賦予該網格的中心點，最后采用克里金插值法進行空間插值得到研究區(qū)生態(tài)風險的空間分布值。

2 結果與分析

2.1 土地利用變化分析

通過2005—2018年土地利用轉移矩陣表(表1)分析可知，從總體上看，13 a間，研究區(qū)域內建設用地面積增加了38.05%，增長趨勢較快，這與城市化的快速發(fā)展、以及城市的擴張是分不開的，其中草地面積減少了10.70%、林地面積減少了2.41%，一部分是土地開墾導致的面積減少，還有一部分是建設用地的擴張占用了城市周圍的草地和林地；水域面積減少了4.81%，這可能是由于河流水位的逐漸下降，開墾河畔導致水域面積減少；未利用地面積減少了34.75%，大部分是由于開墾耕地導致的。從土地類型轉變上看，13 a間有277 495.47hm2耕地轉化為建設用地，這是建設用地增加的主要來源，表明早期的城市擴張大多是以犧牲耕地為主；在研究時期內，有96 759.81 hm2的建設用地轉化為耕地，其中主要是農村居民點用地轉化為耕地，這是由于在“城鄉(xiāng)融合”、“美麗鄉(xiāng)村建設”和“鄉(xiāng)村振興”等戰(zhàn)略的實施下，河南省開展大量村莊規(guī)劃、整治工作，在土地整治、遷村并點等具體工程中使得原本凌亂分布、用地浪費的農村居民點變得更加集中，同時將廢的宅基地復墾為耕地，使得耕地面積增加；而草地、林地和水域分別有44 580.87，35 392.32，31 014.36 hm2轉化為耕地，是補充建設用地占用耕地的主要來源。

表1 研究區(qū)2005-2018年土地利用轉移矩陣 hm2

2.2 景觀格局指數變化分析

由表2景觀指數統(tǒng)計結果可知，2005—2018年，耕地是研究區(qū)域內最主要的景觀，班塊面積最大，分布最為廣泛；其次是建設用地。從破碎度和分離度來看：在研究期限內耕地的破碎度先減小后保持不變，分離度先減小后增加，減小的拐點都出現(xiàn)在2010年，這是由于在2010年耕地斑塊數量出現(xiàn)較大幅度減少；建設用地面積和斑塊數量不斷增加，破碎度和分離度相對2005年都有所降低，這是由于建設用地的擴張占用了周圍其他用地類型，使的建設用地集聚性不斷增強；林地面積和斑塊數量在2005—2010年期間減少較快，2010—2018年期間變化幅度較小，所以其破碎度和分離度先減小后基本保持不變；草地面積整體上在減小，而斑塊數量變化幅度不大，因此其破碎度和分離度整體上在增大；水域面積先增后減，而斑塊數量一直在增多，這可能是水位下降導致水域連通性減低，導致其破碎度和分離度在不斷增加。

表2 黃河沿岸各景觀類型景觀指數統(tǒng)計

2.3 生態(tài)風險分析

2.3.1 土地利用生態(tài)風險空間自相關分析 根據每個網格計算的生態(tài)風險值，利用GeoDa軟件計算出研究區(qū)域內生態(tài)風險指數的2005，2010，2015以及2018年4期全局Moran’sI值，分別為0.561 9，0.573 7，0.568 2以及0.566 3，且通過顯著性檢驗，結果表明土地利用生態(tài)風險值在空間上呈現(xiàn)出顯著的正相關性，存在空間集聚特征，同時為下一步的插值分析奠定了理論前提。與全局自相關相似，利用GeoDa軟件對4個時期土地利用生態(tài)風險指數的局部空間聚集情況進行分析，得到LISA聚類圖(圖1)，由圖1可知，研究區(qū)域內以“高—高”、“低—低”聚集模式為主，說明土地利用生態(tài)風險急劇變化的區(qū)域相對較小，“高—高”區(qū)域主要分布在黃河沿岸以及農村居民點散亂分布的區(qū)域，“低—低”區(qū)域主要分布在研究區(qū)域邊界處，主要是大面積的林地以及草地分布區(qū)。

圖1 黃河沿岸2005-2018年土地利用生態(tài)風險值LISA聚類圖

2.3.2 土地利用生態(tài)風險時空變化分析 根據每個網格計算的生態(tài)風險值，將值賦予網格中心點，采用克里金插值法進行空間插值得到4個時期土地利用生態(tài)風險值的空間分布圖(圖2)。利用自然斷點法將研究區(qū)劃分為5個生態(tài)風險等級：低風險區(qū)(0.047≤ERI<0.087)，較低風險區(qū)(0.087≤ERI<0.105)，中風險區(qū)(0.105≤ERI<0.119)，較高風險區(qū)(0.119≤ERI<0.131)，高風險區(qū)(0.131≤ERI<0.151)，結果見圖2。從生態(tài)風險值大小來看：2005—2018年，4個時期生態(tài)風險最小值依次為0.047 2，0.047 5，0.047 4以及0.047 6，最大值依次為0.147 9，0.150 5，0.146 2以及0.150 7，最小值和最大值大致呈N形變化，并且變動幅度較小。從空間分布來看，在4個時期內，高風險區(qū)分布區(qū)域大致相同，呈條狀和塊狀分布，條狀大多分布在黃河沿岸，由于黃河水位的變化以及河水對兩岸土壤的沖擊，土地利用類型不斷變化，大部分在耕地和水域之間轉變，使得人類干擾活動增強，導致土地利用生態(tài)風險較高；塊狀高風險區(qū)大多分布在農村居民點零散分部的平原區(qū)，由于居民點斑塊分布過于零散，破碎度以及分離度較高，使得干擾度較高，土地利用生態(tài)風險值也高。低和較低風險區(qū)大多分布在研究區(qū)域四周以及西南大部分區(qū)域，其中西南、西北區(qū)域大部分為大面積的林地和草地，受人為干擾較小，生態(tài)風險值低；其他低和較低風險區(qū)所處的區(qū)域耕地和建設用地是主要的景觀基質，并且農村居民點面積都較大，耕地和建設用地破碎度和分離度較小，生態(tài)風險值較低；在較高風險區(qū)包裹的研究區(qū)域中部出現(xiàn)部分較低風險區(qū)，大多位于各城市建成區(qū)，由于大面積都是建設用地，受人類干擾后的損失度低，生態(tài)風險值相對較低。

圖2 研究區(qū)土地利用生態(tài)風險空間分布

由表3各年份土地利用生態(tài)風險等級面積分析可知，在研究時限內，較低風險區(qū)和較高風險區(qū)所占面積最大，其次是低風險區(qū)和中等風險區(qū)，面積最小的是高風險區(qū)；從面積變化來看，低風險區(qū)和中等風險區(qū)面積在逐年增加，分別增加了335 223.45和149 024.16 hm2，較低風險區(qū)面積先減少后增加，總體上較2005年減少了143 642.72 hm2；高風險區(qū)和較高風險區(qū)面積在逐年減少，分別減少了179 419.86和161 185.05 hm2，風險區(qū)面積變化說明，研究區(qū)內土地利用生態(tài)風險整體上在不斷改善；由表4各類風險區(qū)面積轉移矩陣分析可知，有342 231.48 hm2的較低風險區(qū)轉化為低風險區(qū)，是低風險區(qū)面積增加的唯一來源；中等風險區(qū)主要向較低風險區(qū)轉化，占中等風險區(qū)轉出面積的98.4%；較高風險區(qū)轉出對象涉及到3個風險區(qū)，最主要是中等風險區(qū)，面積達到325 801.08 hm2；50%左右的高風險區(qū)全部轉化為較高風險區(qū)，其中塊狀高風險區(qū)面積減少較多，主要是因為城鎮(zhèn)居民點斑塊在擴張，農村居民點小斑塊數目減少，大班塊數目增加，耕地和建設用地的連通性都在增強，破碎度和分離度降低，生態(tài)風險值隨之降低，其他塊狀高風險區(qū)面積減少的原因也與之相同。從總體轉移方向來看，各風險區(qū)主要向相鄰風險區(qū)轉化，僅有少量地區(qū)出現(xiàn)跨區(qū)轉移，說明研究區(qū)土地利用生態(tài)風險變化相對穩(wěn)定，生態(tài)風險急劇變化的區(qū)域較小。

表3 研究區(qū)各年份土地利用生態(tài)風險等級面積hm2

表4 2005-2018年各類風險區(qū)面積轉移矩陣 hm2

3 討論與結論

(1) 2005—2018年，從地類變化來看：研究區(qū)域內建設用地面積增加，且增長趨勢較快；其他幾類用地面積均有不同程度的減少；從地類轉移來看，耕地是建設用地增加的主要來源，林地、草地和水域主要轉化為耕地，不同程度上補充了建設用地對耕地的占用。

(2) 在研究時段內，研究區(qū)域內四期生態(tài)風險指數全局Moran’sI值分別為0.561 9，0.573 7，0.568 2以及0.566 3，土地利用生態(tài)風險在空間上呈現(xiàn)出顯著的正相關性，存在空間集聚特征；且LISA聚類圖顯示研究區(qū)域內“高—高”、“低—低”是生態(tài)風險主要的空間聚集模式，說明土地利用生態(tài)風險急劇變化的區(qū)域相對較小。

(3) 2005—2018年，生態(tài)風險最小值和最大值呈N形變化，且變化幅度較小；4個時期內，高風險區(qū)分布區(qū)域大致相同，呈條狀和塊狀分布，條狀大多分布在黃河沿岸，塊狀高風險區(qū)大多分布在農村居民點零散分部的平原區(qū)；低和較低風險區(qū)大多分布在研究區(qū)域四周以及西南大部分區(qū)域，這些區(qū)域大部分為大面積的林地和草地。在研究時限內，低風險區(qū)和中等風險區(qū)面積在逐年增加，其中較低風險區(qū)是低風險區(qū)面積增加的唯一來源，中等風險區(qū)轉入的主要來源是較高風險區(qū)；較低風險區(qū)面積先減少后增加，總體呈減小趨勢；高風險區(qū)和較高風險區(qū)面積在逐年減少；各風險區(qū)主要向相鄰風險區(qū)轉化，僅有少量地區(qū)出現(xiàn)跨區(qū)轉移，說明研究區(qū)土地利用生態(tài)風險變化相對穩(wěn)定，生態(tài)風險急劇變化的區(qū)域較小。

研究區(qū)地勢西高東低，除三門峽和洛陽兩市有大面積集中分布的林地和草地外，其余各市林地和草地面積相對較少，因此研究區(qū)內低和較低風險區(qū)主要集中分布在三門峽和洛陽兩個地區(qū)；黃河沿岸高風險區(qū)主要位于焦作、新鄉(xiāng)、鄭州和開封4個地區(qū)，主要是由于這4個地區(qū)黃河沿岸多為耕地，河水沖積容易造成水土流失，并且水位下降使得沿岸土地類型在耕地和水域之間轉變，受人為干擾活動較大，生態(tài)風險較高，并且在13 a間面積變化不大，非黃河沿岸的高風險區(qū)多處于農村居民點斑塊破碎，且斑塊面積較小的地區(qū)，主要分布在洛陽、新鄉(xiāng)和開封，建設用地和耕地連通性弱，破碎度和分離度大，生態(tài)風險值較高，在研究時限內高風險區(qū)面積減少部分多來源于塊狀高風險區(qū)，尤其是焦作和新鄉(xiāng)兩市，自2010年開始高風險區(qū)幾乎全部轉化為較高風險區(qū)，這部分地區(qū)耕地和農村居民點用地是主要土地類型；在河南省開展遷村并點、土地整治等活動下，建設用地和耕地斑塊總數量在減少，但大斑塊數量在增多，因此連通性增強，生態(tài)風險值在降低，因此科學的村莊規(guī)劃、整治工作在改善農村人居環(huán)境的同時也可以降低土地利用生態(tài)風險；洛陽、三門峽兩個地區(qū)黃河沿岸多為林地和草地，可以降低水土流失風險，減小了土地類型轉變的頻率以及人為干擾活動的影響，生態(tài)風險值較低。因此就研究區(qū)而言，洛陽、三門峽兩個地區(qū)應注重林地和草地的保護，穩(wěn)定該地區(qū)黃河沿岸土地利用低風險現(xiàn)狀，同時開展科學合理的村莊規(guī)劃，可以有效降低平原地區(qū)土地利用生態(tài)風險值；焦作、新鄉(xiāng)、鄭州和開封應注重對黃河沿岸水土流失的治理，穩(wěn)定黃河沿岸土地類型，降低人為活動干擾，同時對散亂分布的農村居民點進行科學合理的規(guī)劃、整治，提高建設用地連通性，降低耕地破碎度，以達到降低土地利用生態(tài)風險的目的。