長江中游城市群生態系統健康時空演變特征分析

陳萬旭,趙雪蓮,鐘明星,李江風,曾 杰

1 中國地質大學(武漢)地理與信息工程學院,武漢 430078 2 中國地質大學(武漢)空間規劃與人地系統模擬研究中心,武漢 437008 3 北京師范大學地表過程與資源生態國家重點實驗室,北京 100875 4 信陽師范學院旅游學院,信陽 464000 5 中國地質大學(武漢)公共管理學院,武漢 430074

日益嚴重的生態環境問題引發了人類對健康問題與生態問題的深入思考,健康的概念逐漸從人類轉移到生態系統上[1]。可持續發展戰略、生態文明建設以及“One Health”理念的提出表明人類對人地關系認識進一步深化[2]。生態系統健康概念的提出擴展了人類對自身健康和疾病來源的理解,可以構建人類健康、人類活動和生態系統變化之間關聯[3]。構建科學的生態系統健康評估理論框架是準確評估生態系統健康的前提,是制定生態系統健康宏觀調控政策的基礎,但是以往生態系統健康評估仍存在不足。以往研究更多地關注生態系統的完整性和可持續性,生態系統服務是反映生態系統健康狀況的重要組成部分,然而如何把生態系統服務納入生態系統健康評估框架需要進一步的進行探討。此外,在當前生態文明和美麗中國建設背景下,選擇快速城鎮化的城市群地區作為研究對象,評估城市群地區生態系統健康狀況的研究并不多見。因此,有必要對生態系統健康評估框架的構建以及城市群地區生態系統健康時空演化特征進行深入分析。

生態系統健康是指在一定時空范圍內,不同類型生態系統空間鑲嵌而成的地域綜合體在維持各生態系統自身健康的前提下,提供豐富的生態系統服務的穩定性和可持續性[4]。在過去幾十年,生態系統健康領域取得了迅速發展,并在生態系統健康的理論、概念和評價方法以及影響因素等方面取得了一定進展,主要體現在以下幾個方面：①在理論和概念方面,雖然生態系統健康的概念仍未達成共識[1],但是生態系統健康的理論和內涵仍然得到了一定的豐富和拓展。由強調生態系統的自然生態方面轉型為綜合考慮生態系統自身健康以及其滿足人類需求和愿望的程度和社會經濟等方面[5—7]。②在評價方面,以往研究主要采用指示物種法[8—9]和指標體系法[10—11]對生態系統健康進行了多尺度的測度。前者主要采用種群數量、生物量以及其他重要的生理指標來間接評估生態系統健康狀況,后者通常采用基于生態系統活力-組織力-彈性-生態系統服務以及壓力-狀態-響應等理論框架進行生態系統健康評估[10—12]。生態系統服務是生態系統健康評估的核心,可以很好地連接自然環境和人類福祉[13]。關注人類福祉是生態系統健康新的研究指向,生態系統健康評估過程中納入生態系統服務是明晰生態系統與人類福祉之間內在綜合關聯的有效途徑[14—15]。當前生態系統健康評估更加重視研究具體的生態過程,并側重關注生態格局或生態過程造成的人類健康問題[16]。而基于InVEST模型的生態系統服務評估可以很好地反映生態系統服務結構功能和生態過程,實現生態系統服務定量評估的空間化和動態化[14, 17]。但是,如何把基于InVEST模型的生態系統服務與傳統的“生態系統活力-組織力-彈性”邏輯關系有機銜接需要進一步探索。在當前長江經濟帶共抓大保護,不搞大開發背景下研究長江中游城市群地區生態系統健康時空特征對實現經濟高質量發展具有重要實踐指導意義。當前,城市群日益成為新型城鎮化的主體形態和現代化建設的重要載體,以往文獻在流域生態系統健康、城市生態系統健康等方面進行了全面的研究,但是很少有研究探索城市群地區生態系統健康狀態時空分異特征[6, 18—19]。

綜上所述,以往研究對生態系統健康理論、概念、時空分異特征和影響因素等方面開展了豐富的實踐研究,但鮮有研究把基于InVEST模型的生態系統服務評價結果納入生態系統健康評估理論框架中。另外,當前城市群地區逐漸成為中國城鎮化進程的主體形態,而系統探索城市群地區生態系統健康狀態時空分異特征的研究較為少見。鑒于此,本研究擬在以往研究基礎上對生態系統健康評估框架進行完善,并且結合多源數據,對長江中游城市群地區生態系統健康進行評估以及時空演化特征進行實證分析,以期為長江中游城市群地區生態系統健康保護政策制定提供科學參考。

1 研究區概況與數據來源

1.1 研究區概況

本研究中長江中游城市群范圍包括湖北省的武漢城市圈和宜昌-荊州-荊門城市群、湖南省的長株潭城市群和江西省的環鄱陽湖城市群(圖1)。長江中游城市群處于中國地形梯度中第二階梯向第三階梯過渡地帶,地形條件復雜。周邊被群山環繞,中部的羅霄山脈將江西和湖南分割,鄱陽湖平原、江漢平原和洞庭湖平原沿長江廣泛分布。氣候類型屬于亞熱帶季風性氣候,夏季高溫多雨,冬季溫和少雨,是我國的糧食主產區。長江中游城市群承東啟西、連南接北,是實施促進中部地區崛起戰略和長江經濟帶戰略、全方位深化改革開放和推進新型城鎮化先行區、內陸開放合作示范區和“兩型”社會建設引領區,在我國區域發展格局中占有重要地位。長江中游城市群城鎮化的快速發展對生態系統產生的脅迫作用日益突顯,嚴重威脅城市群地區的可持續發展。由此可見,科學測度長江中游城市生態系統健康時空演變特征可以對長江中游城市群生態系統健康保護政策制定具有重要意義。

圖1 研究區地理位置與要素分布 Fig.1 Geographical location and element distribution of the study area

1.2 數據來源

本研究涉及的自然地理數據包括土地利用數據、交通數據、DEM高程數據、氣象、土壤和植被覆蓋；社會經濟數據包括糧食產量,具體的來源和描述見表1。

表1 研究數據來源與描述

2 研究方法

準確評估長江中游城市群地區生態系統健康狀況,是分析其時空特征以及制定有效生態系統健康保護政策的前提條件。本研究首先構建了“生態系統活力-生態系統組織力-生態系統彈性-生態系統服務”生態系統健康評估理論框架,然后基于多源數據分別測度綜合生態系統服務指數、生態系統活力、生態系統組織力和生態系統彈性,最后對長江中游城市群生態系統健康時空特征進行測度。結合全局Moran′sI指數和Getis-Ord Gi*指數對長江中游城市群生態系統健康時空演化特征進一步分析。

2.1 生態系統健康評估理論框架構建

本研究對Costanza 等提出的生態系健康評估框架"Vigor-Organization-Resilience Evaluation System"進行了豐富和拓展,創新地把基于InVEST模型測度的生態系統服務納入生態系統健康評估理論框架,構建基于“生態系統活力-生態系統組織力-生態系統彈性-生態系統服務”的生態系統健康評估框架體系[5, 20](圖2)。參考以往研究Peng 等和Pan等,本研究中生態系統健康主要通過兩個方面進行評估：生態系統自然健康和綜合生態系統服務指數(公式1)[21—22]。其中生態系統自然健康包括生態系統活力、生態系統組織力和生態系統彈性三個方面(公式2)[23]。綜合生態系統服務指數由供給服務、調節服務、支持服務和文化服務綜合測度[20, 24]。具體計算公式如下：

圖2 生態系統健康評估概念框架Fig.2 Conceptual framework for ecosystem health assessment

(1)

(2)

式中,EHIit是第i個單元t時刻的生態系統健康指數；PHit是第i個單元t時刻的生態系統自然健康指數；CESIit是第i個單元t時刻的綜合生態系統服務指數；Vit,Oit和Rit分別是第i個單元t時刻的生態系統活力、生態系統組織力和生態系統彈性。由于健康是一個相對概念,本研究參考歐維新等(2018)的研究,把生態系統健康均值設為生態系統健康狀況一般水平[23]。將評價結果分為5個等級：良好(0.65—1)、較好(0.55—0.65)、一般(0.45—0.55)、較差(0.35—0.45)、差(0—0.35)。

2.2 綜合生態系統服務指數測度

本研究基于InVEST模型測度糧食生產力、產水量、碳儲存、土壤保持、水凈化、生物多樣性和文化服務供給能力等方面生態系統服務供給能力[20]。具體計算方法見表2。

表2 生態系統服務量化方法

不同生態系統服務側重于衡量生態系統供給能力的不同方面,為了測度綜合生態系統服務,本研究將不同種類生態系統服務進行標準化(公式3和4)。根據不同生態系統服務的具體含義,本研究中只有N和P輸出量為負向指標,其他指標均為正向指標。基于標準化后的生態系統服務,采用層次分析方法進行權重賦值,最后采用綜合得分法(公式5),計算綜合生態系統服務指數,具體計算公式如下：

正向因子：

(3)

負向因子：

(4)

式中,ESij′是標準化后的第i個格網單元的第j種生態系統服務；ESij是第i個格網單元的第j種生態系統服務；max(ESj)和min(ESj)分別是所有單元中的最大值和最小值。

(5)

式中：CESIi是第i個格網單元的綜合生態系統服務指數；Wj是基于層次分析法計算得出的各種生態系統服務類型的權重系數；ESij′是標準化后的第i個格網單元的第j種生態系統服務；n是本研究中生態系統服務類型。

2.3 生態系統自然健康指數測度

生態系統自然健康通常通過生態系統活力、生態系統組織力和生態系統彈性來表征[11]。生態系統活力用來描述生態系統的代謝和初級生產力,本研究中采用歸一化植被指數來表征生態系統活力[13]。與以往研究不同的是,本研究并不是直接基于歸一化植被指數對生態系統活力進行計算,而是依據生態環境狀況評價技術規范(HJ 192—2015),通過計算不同土地利用類別的比例來計算植被覆蓋度,具體計算公式參考Meng 等 (2018)[30]。該方法的優點在于量化了土地利用變化引起的植被覆蓋度變化,能夠從土地利用變化的角度更好地反映生態系統活力。生態系統組織力主要是用來描述生態系統結構的穩定性,一般來說,生態系統組織力主要是由與景觀空間異質性和景觀連通性相關的景觀格局指數表征[11, 23]。本研究擬選擇Shannon多樣性指數和面積加權平均斑塊分形指數來表征景觀空間異質性。通過整個景觀和生境的聯通性共同表征景觀連通性,具體地通過景觀破碎化指數和景觀蔓延度指數來表征整個景觀的連通性,通過林地、水域以及濕地的破碎化指數和景觀蔓延度指數來表征生境連通性。最后基于專家打分法對不同景觀格局指數進行權重賦值,計算得出區域生態系統組織力水平,具體計算公式參考歐維新等和Peng 等[21,23]。生態系統彈性主要是用來表征生態系統在遭遇外部干擾后恢復其原有結構和功能的能力。基于專家知識以及以往研究,本研究擬對不同土地利用類型進行彈性系數賦值,最后基于土地利用類型面積加權法,計算得出區域生態系統彈性指數,具體計算公式參考Peng等和Zhang等[31—32]。

2.4 探索性空間數據分析

3 結果與分析

3.1 1995—2015年長江中游城市群土地利用/覆被變化特征

林地是長江中游城市群最主要的土地利用類型,其次是耕地和水域。1995—2015年,林地面積所占比例分別為49.03%、49.01%、48.93%、48.79%和48.53%,耕地占比分別為38.79%、38.42%、37.95%、37.22%和36.77%。研究期間長江中游城市群地區耕地和林地面積呈現出持續降低趨勢。1995—2015年耕地和林地凈減少面積分別為6153.80 km2(占土地總面積的2.02%)和1523.16 km2(占土地總面積的0.50%)。城市化和工業化的快速推進,極大地推動了長江中游城市群地區建設用地的擴張。1995—2000年、2000—2005年、2005—2010年和2010—2015年間建設用地增速分別為9.83%、14.45%、25.91%和18.08%。其他土地利用類型,如水域和濕地在研究期間也有所增加。1995—2000、2000—2005、2005—2010、2010—2015年間分別有12756.85 km2、11871.59 km2、14180.97 km2和18469.05 km2(分別占土地總面積的4.19%、3.90%、4.65%和6.06%)的土地發生了變化。其中,林地和耕地之間的變化最為頻繁,分別占變化總面積的49.63%、28.30%、28.02%和40.68%。1995—2000、2000—2005、2005—2010、2010—2015年間,分別有1161.34 km2、1138.48 km2、1924.00 km2和2247.45 km2的耕地轉化為建設用地,而只有525.26 km2、369.69 km2、329.88 km2和969.75 km2的建設用地轉化為耕地,表明耕地和建設用地的相互轉換中存在強烈的不平衡。

3.2 1995—2015年長江中游城市群綜合生態系統服務指數時空分布特征

1995年、2000年、2005年、2010年和2015年長江中游城市群綜合生態系統服務指數平均值分別為0.452、0.438、0.442、0.439和0.443。研究期間,長江中游城市群生態系統綜合服務指數總體呈波動降低趨勢。湖北省西部的巫山以及北部的大別山、湖南省中西部的雪峰山和南部的南嶺、江西省東部的武夷山脈以及江西和湖南兩省之間的羅霄山脈綜合生態系統服務指數總體高于0.50(圖3)。洞庭湖平原、鄱陽湖平原、武漢城市群、長株潭城市群和鄱陽湖城市群,特別是一些主要城市周邊的縣域單元綜合生態服務水平明顯較低。其中,江漢平原和武漢城市圈的生態系統服務綜合供給能力最低。山地生態系統在碳儲存、水土保持、生物多樣性保護以及文化服務等方面具有絕對優勢,而平原地區生態系統具有較強的糧食生產功能。社會經濟的快速發展和城市化進程的快速推進,加劇了平原地區生態保護、城市化發展與土地利用轉型之間的矛盾。1978年啟動的“重點防護林帶建設工程”、1998年啟動的“天然林保護工程”等生態系統服務保護工程,以及毀林、濫墾等土地利用活動頻繁發生,導致了長江中游城市群地區生態系統服務的權衡和協調問題日益加劇。

圖3 長江中游城市群綜合生態系統服務指數時空分布Fig.3 Spatiotemperal distribution patterns of comprehensive ecosystem services index in the Middle Reaches of the Yangtze River Urban Agglomerations (MRYRUA)

3.31995—2015年長江中游城市群生態系統自然健康指數時空分布特征

圖4是1995—2015年長江中游城市群生態系統自然健康指數時空分布圖。與生態系統組織力、活力和恢復力的空間分布特征相似,周邊山區生態系統自然健康水平明顯高于平原地區。具體地,周邊山區以及中部羅霄山脈生態系統自然健康值基本高于0.75,平原地區生態系統自然健康值大多低于0.45。這主要是由于平原地區的人類活動顯著高于山區,對生態系統健康的干擾較高。1995年、2000年、2005年、2010年和2015年長江中游城市群生態系統自然健康平均水平分別為0.633、0.635、0.629、0.622和0.617。可以發現,長江中游城市群地區的生態系統自然健康總體呈現出略微下降的趨勢。

圖4 長江中游城市群生態系統自然健康水平時空分布Fig.4 Spatiotemperal distribution patterns of ecosystem physical health level in the MRYRUA

3.4 1995—2015年長江中游城市群生態系統健康時空分布特征

1995年、2000年、2005年、2010年和2015年長江中游城市群生態系統健康水平的平均值分別為0.534、0.527、0.526、0.523和0.522,總體上有所降低。研究期間,低于生態系統健康指數均值的縣域單元比例分別為55.07%、54.59%、53.62%、54.11%和52.17%。生態系統健康狀態處于良好級別的縣域單元比重最高(>23%),其次是處于較好級別的縣域單元比重(>22%),處于差和較差級別的縣域單元比重均低于18%。在空間分布方面,可以發現長江中游城市群的生態系統健康水平具有顯著的空間異質性(圖5)。在江漢平原、洞庭湖平原以及武漢、長沙、南昌等周邊縣域單元的生態系統健康指數大多在0.35以下。周邊山區縣域的生態系統健康指數多在0.65以上。另外,主要交通路線沿線單元的生態系統健康指數也低于其他地區。可以得出結論,生態系統健康狀況和地形條件、交通條件、位置條件、經濟發展水平密切相關。

圖5 長江中游城市群生態系統健康水平時空分布Fig.5 Spatiotemperal distribution patterns of ecosystem health level in the MRYRUA

圖6 長江中游城市群生態系統健康水平熱點和冷點分布Fig.6 Spatiotemperal distribution patterns of hot spots and cold spots of ecosystem health level in the MRYRUA

圖7 長江中游城市群生態系統健康水平變化熱點和冷點分布Fig.7 Spatiotemperal distribution patterns of hot spots and cold spots of ecosystem health changes in the MRYRUA

4 結論與討論

4.1 結論

(1)研究期間耕地和林地的變化呈現出持續的降低趨勢,而建設用地呈現持續增加態勢。建設用地占用耕地面積顯著高于建設用地復墾為耕地的面積；

(2)研究期間長江中游城市群地區生態系統健康狀況總體有所惡化,由1995年的0.534降低到2015年的0.522,惡化區域主要分布在城市群的核心地區；生態系統健康的高值區主要分布在周邊山區以及中部的羅霄山脈,生態系統健康的低值區主要分布在平原地區、大城市周邊地區以及主要的交通線路沿線地區；

(3)研究期間長江中游城市群地區生態系統健康水平存在顯著的空間依賴性,生態系統健康水平變化冷點區域主要分在大城市周邊地區；

4.2 討論

生態系統健康測度方法多種多樣,總體上逐漸由強調生態系統自然生態方面轉型為綜合考慮生態系統自身健康以及其滿足人類需求和愿望的程度[1, 12, 34—35]。以往生態系統健康研究更多關注自然生態系統健康狀態,而缺乏與人類社會維度的耦合關聯研究。如何把基于InVEST模型的生態系統服務測度結果與傳統的“生態系統活力-生態系統組織力-生態系統彈性”邏輯關系有機銜接是當前需要解決的問題。本研究將基于InVEST模型評估的生態系統服務(提供服務、支持服務、調節服務和文化服務)與生態系統健康評估聯系起來。在現有文獻的基礎上,本研究將糧食生產能力、產水量、碳儲量、土壤保持、水凈化、生物多樣性和文化服務供給等指標納入生態系統健康評估中。借助綜合生態系統服務指數,構建了生態系統健康評估框架“生態系統活力-生態系統組織力-生態系統彈性-生態系統服務”,對長江中游城市群地區生態系統健康時空特征進行評估,為生態系統健康研究提供科學參考。為了更加準確的評估生態系統健康水平,未來需要進一步加強生態系統服務、生物多樣性、生態文化健康以及可持續生計等方面和生態系統健康評估融合,進一步豐富和完善生態系統健康研究方法和手段[14, 16]。