黃河流域景觀破碎化時空特征及其成因探測

梁加樂,陳萬旭,李江風,*,董孟君,周 婷,潘思佩

1 中國地質(zhì)大學(武漢)公共管理學院，武漢 430074 2 中國地質(zhì)大學(武漢)地理與信息工程學院，武漢 430078 3 中國地質(zhì)大學(武漢)空間規(guī)劃與人地系統(tǒng)模擬研究中心，武漢 430078 4 北京師范大學地表過程與資源生態(tài)國家重點實驗室，北京 100875 5 中國礦業(yè)大學公共管理學院，徐州 221116 6 福建師范大學地理科學學院，福州 350007

黃河流域是我國重要的生態(tài)屏障和國民經(jīng)濟發(fā)展重點地區(qū)[1],在我國經(jīng)濟社會高質(zhì)量發(fā)展和生態(tài)文明建設中發(fā)揮著重要作用,加強黃河流域生態(tài)治理和保護,促進黃河流域高質(zhì)量發(fā)展迫在眉睫[2]。人口快速增長和城市化進程加快加劇了黃河流域土地利用變化,生態(tài)系統(tǒng)功能的持續(xù)供給受到嚴重威脅[3],流域景觀格局發(fā)生劇烈變化,暴露出不同程度的破碎化狀況[4]。科學測度黃河流域景觀破碎化時空特征,探測其形成原因,可以為黃河流域生態(tài)環(huán)境保護提供科學依據(jù),助力生態(tài)文明建設,促進土地資源合理利用和流域的高質(zhì)量發(fā)展。景觀破碎化是指由于自然或人為因素干擾,導致景觀從簡單到復雜的過程[5—6]。它直接影響景觀中的生物多樣性、能量流和物質(zhì)循環(huán)等生態(tài)特征和過程,進而導致土地退化和生態(tài)系統(tǒng)惡化[7]。一個結(jié)構合理、功能完善的流域生態(tài)系統(tǒng),可以最大程度地釋放其生活、生態(tài)、生產(chǎn)潛力,放大系統(tǒng)的生態(tài)效益和經(jīng)濟效益,改善當?shù)厣鷳B(tài)環(huán)境,促進當?shù)亟?jīng)濟高質(zhì)量發(fā)展[8]。江河流域往往呈現(xiàn)不同于單一城市的景觀破碎化演變過程,當其破碎化程度加深時,生態(tài)系統(tǒng)功能弱化現(xiàn)象也就更加明顯[9]。景觀破碎化相關研究是解決生物多樣性降低和生態(tài)系統(tǒng)功能退化問題的重要手段。

目前國內(nèi)外學者關于景觀破碎化的研究主要集中在景觀破碎化評估、景觀破碎化的影響和景觀破碎化驅(qū)動因素三個方面[10—16]。在對景觀破碎化程度進行評估時,學者通常采用景觀格局指數(shù)法來表征景觀破碎化。具體來看,付揚軍等通過選取適宜景觀指數(shù)對汾河流域景觀破碎化進行了分析[10]；王云等在界定農(nóng)業(yè)景觀的前提下采用景觀格局指數(shù)法對西安市都市農(nóng)業(yè)景觀破碎化進行了測度[11]；焦利民等通過主次景觀指標結(jié)合對武漢都市區(qū)綠地格局的破碎化程度進行了評估[12]。還有部分學者采用移動窗口法對景觀破碎化進行評估,如付剛等采用移動窗口分析法對北京市近二十年景觀破碎度進行了測度[13]；姜坤等采用移動窗口法對平潭島等海島型城市的景觀破碎化進行了評估[14]；劉世梁等利用移動窗口法對瀾滄江下游的景觀破碎化特征進行了可視化分析[15]。還有學者采用有效粒度尺寸作為景觀破碎化指數(shù)來評估景觀破碎化,如李燦等采用有效粒度尺寸方法對北京市順義區(qū)的景觀破碎化程度進行了測度[16]。關于景觀破碎化影響的研究涉及較多領域,如邵大偉等基于鎮(zhèn)域單元尺度對景觀破碎化對生態(tài)系統(tǒng)服務價值的影響進行了分析[17]；覃鳳飛等探討了景觀破碎化對植物種群的影響[18]；楊芳等討論了景觀破碎化對生物多樣性的影響[19]；張金茜等分析了景觀破碎化對土壤保持服務的影響[20]。以往對景觀破碎化驅(qū)動因素方面的研究主要傾向于自然因素和社會經(jīng)濟因素兩個角度,趙銳鋒等[21]采用灰色關聯(lián)法從自然和人文兩個方面討論了氣溫、降水以及人類活動能力對景觀破碎化的影響；劉世梁等[22]基于地理加權回歸模型分析了距道路、河流的距離等社會經(jīng)濟因素和坡度因素對漫灣庫區(qū)景觀破碎化的影響；王蓉等[23]借助移動窗口分析和線性相關回歸結(jié)合的方法探討了人口密度、財政收入、家庭戶數(shù)等因素對渝北區(qū)景觀破碎化水平的影響。

綜述以往研究,對景觀破碎化的研究主要集中在較小尺度、單一景觀類型等方面,并且大部分基于流域范圍開展的研究中,很少有學者對自然環(huán)境本底特征和社會經(jīng)濟發(fā)展差異較大的流域進行分區(qū)研究。關于黃河流域景觀破碎化的相關研究更是僅以流域內(nèi)某一個省份或者地區(qū)為研究對象[1],不具有整個流域范圍內(nèi)的普遍性,只能為部分地區(qū)景觀格局及景觀破碎化的研究提供參考,且缺乏對景觀破碎化驅(qū)動因素的研究。本文以整個黃河流域作為研究對象,全面分析整個流域的景觀破碎化時空特征,并從自然和社會經(jīng)濟兩個方面探討了黃河流域上、中、下游的景觀破碎化驅(qū)動因子。以期揭示流域不同分區(qū)景觀破碎化與社會經(jīng)濟活動和自然生態(tài)過程之間的關系,為黃河流域景觀格局優(yōu)化、生態(tài)系統(tǒng)服務持續(xù)供給以及土地利用規(guī)劃制定提供科學依據(jù)。

1 研究區(qū)概況與數(shù)據(jù)來源

1.1 研究區(qū)概況

黃河流域西起青藏高原巴顏喀拉山北麓,最終注入渤海,流域總面積約7.95×105km2,研究區(qū)總面積約1.31×106km2,干流全長約5.5×103km(圖1)。從發(fā)源地至內(nèi)蒙古自治區(qū)河口鎮(zhèn)為上游,河口鎮(zhèn)至河南省桃花峪為中游,桃花峪至入海口為下游。流域地勢西高東低,地形地勢差異較大,橫亙黃淮海平原、黃土高原、內(nèi)蒙古高原和青藏高原四大地貌單元。流域內(nèi)分布30多個自然保護區(qū),其中國家級生態(tài)保護區(qū)9個[24],發(fā)揮著極為重要的生態(tài)功能,是我國重要的生態(tài)屏障。在經(jīng)濟社會發(fā)展中,黃河流域同樣發(fā)揮著至關重要的作用,以占全國27.3%的土地面積,承載了全國23.3%的人口和21.8%的經(jīng)濟總量[25]。但近年來黃河流域生態(tài)系統(tǒng)功能退化和景觀破碎化加劇嚴重制約了黃河流域社會經(jīng)濟高質(zhì)量發(fā)展。基于此,本研究選擇黃河流域作為研究區(qū)域,黃河流經(jīng)山東、河南、山西、陜西、內(nèi)蒙古、寧夏、甘肅、青海以及四川9個省,本文在9個省的基礎上選取其中流經(jīng)的461個縣區(qū)作為研究對象,由于流域范圍廣、東西跨度大,區(qū)域間自然和社會經(jīng)濟因素差異顯著,本文進一步將研究區(qū)劃分為上、中、下游,以更加準確地對各區(qū)域景觀破碎化時空特征及驅(qū)動機理的差異性進行探討,為流域不同分區(qū)的景觀格局優(yōu)化和生態(tài)環(huán)境保護提供參考。

圖1 黃河流域地理位置圖

1.2 數(shù)據(jù)來源與處理

本研究涉及的2000、2010和2018年黃河流域土地利用數(shù)據(jù)來源于中科院資源環(huán)境科學與數(shù)據(jù)中心(http://www.resdc.cn/Default.aspx),空間分辨率為1km,通過人工目視解譯生成,綜合精度達到90%以上,是目前中國精度較高的土地利用遙感監(jiān)測數(shù)據(jù)產(chǎn)品[26—27]。DEM是30m空間分辨率的數(shù)字高程數(shù)據(jù),來源于地理空間數(shù)據(jù)云(http://www.gscloud.cn/),能夠準確反映研究區(qū)地形特征；人類活動強度選用生態(tài)系統(tǒng)綜合人類擾動指數(shù)的賦值方案獲得[28]；年均降水量數(shù)據(jù)和植被指數(shù)(NDVI)數(shù)據(jù)均來源于中科院資源環(huán)境科學與數(shù)據(jù)中心(http://www.resdc.cn/Default.aspx),分辨率為1km,能夠有效反映研究區(qū)降水和植被覆蓋時空特征；人口密度數(shù)據(jù)來源于World Pop(https://www.worldpop.org/),分辨率為100m,精度滿足研究需要。

2 研究方法

2.1 景觀破碎化指數(shù)選擇

本研究采用FRAGSTATS4.2軟件對2000—2018年黃河流域的主要景觀指數(shù)進行計算,采用主成分分析方法測度黃河流域景觀破碎化的時空特征[29—30]。參考以往研究以及黃河流域?qū)嶋H情況,本研究從景觀要素斑塊特征破碎化、景觀異質(zhì)性破碎化和景觀要素空間相互關系破碎化三個角度選取斑塊密度(PD)、邊緣密度(ED)、景觀形狀指數(shù)(LSI)、平均斑塊面積(Area_AM)、蔓延度(CONTAG)、分離度(DIVISION)、香農(nóng)多樣性(SHDI)和集聚指數(shù)(AI)8個景觀指數(shù)來刻畫黃河流域景觀格局破碎化程度[31]。所選景觀指數(shù)的生態(tài)學意義和計算公式如下[5]:

(1)斑塊密度(PD)。斑塊密度是指景觀中包括全部異質(zhì)景觀要素斑塊的單位面積斑塊數(shù),能夠表征景觀格局的集聚度/破碎化程度。值越大,景觀破碎度越高。計算公式如下:

(1)

式中,n為景觀類型總數(shù)；Mi為第i類景觀斑塊數(shù)；LA為研究范圍內(nèi)景觀總面積。

(2)邊緣密度(ED)。景觀邊緣密度指景觀范圍內(nèi)單位面積上異質(zhì)景觀要素斑塊間的邊緣長度。值越大,異質(zhì)景觀斑塊越多,景觀越破碎。計算公式如下:

(2)

(3)

式中,Pij為景觀中第i類景觀要素斑塊與相鄰第j類景觀要素斑塊間的邊界長度。

(3)景觀形狀指數(shù)(LSI)。景觀形狀指數(shù)能夠反映研究區(qū)景觀斑塊要素的形狀,一般來講,值越大,景觀斑塊的形狀越復雜,景觀破碎化程度越高。計算公式如下:

(4)

(4)平均斑塊面積(Area_AM)。平均斑塊面積是反映景觀結(jié)構的有效指標,在一定程度上能夠作為負向指標表征景觀格局破碎化程度。值越小,斑塊數(shù)量越大,景觀破碎度越高。計算公式如下:

MPS=LA/NP

(5)

式中,LA為研究范圍內(nèi)景觀總面積；NP為景觀內(nèi)斑塊數(shù)量。

(5)蔓延度(CONTAG)。蔓延度可描述景觀里斑塊類型的團聚程度或延展趨勢,包含了景觀格局的空間信息,一般用作衡量景觀破碎化程度的負向指標。值越大,景觀斑塊間團聚程度越高,景觀破碎度越低。計算公式如下:

(6)

式中,pi為i類斑塊所占的面積百分比；fij為i類斑塊和j類斑塊毗鄰的數(shù)量；n為景觀中的斑塊類型總數(shù)。

(6)分離度(DIVISION)。分離度一般作為衡量景觀破碎化程度的正向指標,分離度越高說明該景觀系統(tǒng)的離散程度越高,景觀破碎化程度越高。計算公式如下:

(7)

式中,Pi為景觀類型i的分離度；Bij為景觀類型i的距離指數(shù)；Aij為景觀類型i的面積指數(shù)。

(7)香農(nóng)多樣性(SHDI)。香農(nóng)多樣性指數(shù)是反映景觀異質(zhì)性的重要指標,能夠較為準確地識別出景觀中各斑塊類型空間非均衡分布情況。值越大,說明景觀格局中異質(zhì)斑塊越多,景觀越破碎。計算公式如下:

(8)

式中,pi為景觀斑塊類型i所占據(jù)的比率。

(8)集聚指數(shù)(AI)。集聚指數(shù)基于同種景觀斑塊類型像元間的邊界長度計算得到,表示某種類型的景觀要素斑塊集聚程度,能夠反映景觀斑塊的集聚情況。值越大,同種景觀斑塊越聚集,景觀破碎度越低。計算公式如下:

(9)

式中,gij為相應景觀斑塊類型的相似鄰接斑塊數(shù)目。

2.2 景觀破碎化測度

為更加直觀地反映黃河流域2000—2018年間各個景觀指數(shù)的空間變化特征,本研究將縣區(qū)作為基礎評價單元來研究景觀格局指數(shù)的空間分布特征。然后引入主成分分析法對表征研究區(qū)景觀破碎化程度的8個景觀指數(shù)PD、ED、LSI、Area_AM、CONTAG、DIVISION、SHDI和AI進行主成分提取。該方法能夠?qū)⒍鄠€變量轉(zhuǎn)化為少數(shù)幾個綜合變量,并以原始變量的線性組合形式呈現(xiàn),從而體現(xiàn)原始變量的絕大部分互不重疊的信息,能夠更好地對研究區(qū)域各個時段的景觀破碎化進行測度[32]。

2.3 地理探測器

本研究采用地理探測器來測度黃河流域景觀破碎化的成因。地理探測器主要由因子探測、交互探測、生態(tài)探測和風險探測組成,其核心思想基于假設:如果某個自變量對某個因變量有重要影響,那么自變量和因變量的空間分布應該具有相似性[33]。景觀破碎化空間分異的內(nèi)部驅(qū)動機理錯綜復雜,本文通過分析黃河流域?qū)嶋H情況并結(jié)合前人研究[10],從自然本底特征和社會經(jīng)濟發(fā)展水平兩個方面對景觀破碎化空間分異成因進行探討,自然本底特征主要是NDVI(X1)、坡度(X2)、年均降水量(X3)、高程(X4),社會經(jīng)濟發(fā)展水平包括距重要水體距離(X5)、距省會城市距離(X6)、人口密度(X7)和人類活動強度(X8),各個驅(qū)動因子通過ArcGIS10.3進行離散化處理之后作為地理探測器的自變量。計算公式如下:

(10)

式中,q為某指標的空間分異性,q∈[0,1]；N為研究區(qū)樣本總數(shù),σ2為該指標的方差；i表示分區(qū)(i=1,2,…,L)。q的大小反映了空間分化的程度。q值越大,空間分層的異質(zhì)性越強；反之,空間分布的隨機性越強。當q=0時,表明研究對象不存在空間分異性；當q=1時,表示完美的空間分異性。

3 結(jié)果與分析

3.1 黃河流域景觀格局指數(shù)時空分布特征

研究期間黃河流域斑塊密度和邊緣密度空間分布差異顯著(圖2、圖3),呈現(xiàn)以甘肅—陜西—山西一帶為高值中心向流域西北和東南部遞減的空間分布格局,兩類景觀指數(shù)高值區(qū)集中分布在流域中下游地區(qū),以內(nèi)蒙古自治區(qū)和山東省高值分布居多；低值區(qū)則廣泛分布于流域上游黃土高原地區(qū)各省份,以青海省分布居多。值得注意的是青海省、內(nèi)蒙古自治區(qū)以及山東省的省會城市附近縣區(qū)也出現(xiàn)邊緣密度值較高的現(xiàn)象。從時間尺度來看,2000—2018年間流域斑塊密度變化不明顯,僅內(nèi)蒙古自治區(qū)、山西省和陜西省極少部分縣區(qū)出現(xiàn)低值區(qū)向高值區(qū)轉(zhuǎn)變現(xiàn)象。流域整體邊緣密度值呈增加趨勢,西部和北部地區(qū)變化微弱,中東部地區(qū)變化劇烈。與斑塊密度和邊緣密度不同的是流域景觀形狀指數(shù)在研究期間時空分布變化較大,呈現(xiàn)東部較為平穩(wěn),西部變化劇烈的兩極差異特征(圖4)。

圖2 2000—2018年黃河流域PD空間分布

圖3 2000—2018年黃河流域ED空間分布

圖4 2000—2018年黃河流域LSI空間分布

平均斑塊面積、蔓延度和集聚指數(shù)是反映景觀破碎化程度的負向指標,蘊含著豐富的景觀結(jié)構信息。從空間上來看,研究期間三類景觀指數(shù)的高值區(qū)集中分布在青海省、四川省和內(nèi)蒙古自治區(qū),其他省份均無明顯高值區(qū)域(圖5、圖6、圖7)；低值區(qū)集中在中下游省份,以山西省、河南省和陜西省分布居多,其中,山西省絕大部分縣區(qū)均為低值區(qū)。時間上來看,2000—2018年間平均斑塊面積和蔓延度均呈現(xiàn)中高值區(qū)向低值區(qū)轉(zhuǎn)變趨勢；集聚指數(shù)呈增減并存變化特征,中上游部分省區(qū)集聚指數(shù)有所升高,下游部分地區(qū)集聚指數(shù)明顯降低。

圖5 2000—2018年黃河流域Area_AM空間分布

圖6 2000—2018年黃河流域CONTAG空間分布

圖7 2000—2018年黃河流域AI空間分布

與其他景觀指數(shù)相比,分離度和香農(nóng)多樣性指數(shù)空間分布散亂(圖8、圖9),低值區(qū)和高值區(qū)交叉分布,無明顯界線。2000—2018年間除四川省外均有兩類景觀指數(shù)高值區(qū)分布,2000—2010年間兩類指數(shù)空間分布均無明顯變化,但在2010—2018年間變化顯著,青海省變化最為劇烈。總的來講,研究期間流域分離度指數(shù)整體呈上升趨勢；香農(nóng)多樣性指數(shù)整體雖呈上升趨勢,但青海和陜西兩省仍有極少數(shù)地區(qū)出現(xiàn)下降現(xiàn)象。

圖8 2000—2018年黃河流域DIVISION空間分布

圖9 2000—2018年黃河流域SHDI空間分布

3.2 黃河流域景觀破碎化綜合指數(shù)分析

3.2.1基于景觀水平的破碎化指數(shù)變化特征

2000—2018年黃河流域景觀指數(shù)測度結(jié)果表明黃河流域景觀破碎化程度持續(xù)增加,但近年來景觀破碎化趨勢有所減緩,部分地區(qū)破碎化程度逐年降低。由表1看出,2000—2018年黃河流域景觀的斑塊密度變化不顯著,邊緣密度、景觀形狀指數(shù)呈現(xiàn)先增后減的變化趨勢,平均斑塊面積、聚集度指數(shù)呈先減后增趨勢,說明景觀類型的邊緣形狀在由不規(guī)則向規(guī)則轉(zhuǎn)變,景觀斑塊之間的分布狀況在由分散向聚集轉(zhuǎn)變,景觀斑塊數(shù)量趨于減少。蔓延度指數(shù)持續(xù)降低,降低率為3.1%,說明流域景觀中仍然存在較多的小斑塊,不同斑塊類型的團聚程度逐漸降低,形成多種景觀要素散布的空間格局,景觀破碎化程度持續(xù)增加；分離度呈微弱的逐年增加趨勢,可以看出流域景觀類型的分散程度不斷加深,破碎化情況日益嚴重；香農(nóng)多樣性指數(shù)也呈現(xiàn)微弱增加趨勢,增長率達到3%,表明流域景觀斑塊類型不斷增加,景觀要素趨于多樣化,破碎化程度增加。

表1 2000—2018年黃河流域景觀水平上指數(shù)變化表

3.2.2基于斑塊類型的破碎化指數(shù)變化特征

從斑塊類型上來看,2000—2018年間黃河流域主要的土地利用類型是草地(圖2),面積占比均達到45.5%以上；其次是耕地,面積占比均達到20%以上；占比最少的是水域,均未達到1.5%。研究期間,流域內(nèi)耕地和草地面積持續(xù)減少,且耕地減少趨勢明顯加快。未利用地和濕地先增加后減少,建設用地、林地和水域呈現(xiàn)持續(xù)增加趨勢。

從斑塊類型水平上主要景觀指數(shù)變化表(表2)可以看出,耕地的斑塊密度出現(xiàn)小幅升高,邊緣密度呈持續(xù)下降趨勢,平均斑塊面積大幅降低,降低率高達31.16%,說明研究期間流域內(nèi)出現(xiàn)大量耕地小斑塊,這與流域內(nèi)退耕還林(還草)工程的長期實施緊密相關。研究期間,林地的斑塊密度先增加后趨于穩(wěn)定,邊緣密度、景觀形狀指數(shù)先增加后降低,平均斑塊面積、聚集度指數(shù)先降低后增加,表明流域內(nèi)林地面積和斑塊數(shù)量有所增加,破碎化程度先增加后降低。流域內(nèi)草地的斑塊密度無明顯變化,邊緣密度、分離度指數(shù)持續(xù)降低,平均斑塊面積不斷增加,說明草地面積不斷增加,斑塊間趨于團聚,草地景觀的破碎化程度不斷降低,這與流域內(nèi)大面積植樹種草密切關聯(lián)。研究期間,流域內(nèi)水域的邊緣密度和景觀形狀指數(shù)不斷增加,平均斑塊面積和聚集度不斷降低,表明水域斑塊的散布程度不斷增加,破碎化程度不斷加深。建設用地的斑塊密度、景觀形狀指數(shù)和分離度指數(shù)在研究期間均持續(xù)增加,平均斑塊面積和聚集度指數(shù)也呈持續(xù)增加趨勢,這是快速城鎮(zhèn)化背景下,建設用地大規(guī)模無序擴張、侵蝕其他景觀斑塊類型所致。研究期間,未利用地各主要景觀指數(shù)均體現(xiàn)出破碎化情況逐漸改善的趨勢,說明流域內(nèi)部分未利用地向其他類型用地轉(zhuǎn)變,細碎斑塊數(shù)量不斷減少。濕地的主要景觀指標變化特征顯示出濕地景觀破碎化程度先增加后降低的現(xiàn)象,這說明早期流域過度開發(fā)以及不合理利用濕地資源,導致濕地面積減少,斑塊要素散布。而近年來退耕還濕、濕地修復等措施成效顯著,改善了流域濕地景觀的破碎化情況。

表2 2000—2018年黃河流域類型水平上指數(shù)變化表

3.2.3景觀破碎化綜合指數(shù)時空分布特征

景觀指數(shù)PD、ED、LSI、Area_AM、CONTAG、DIVISION、SHDI和AI可以在一定程度上表征研究區(qū)景觀破碎化程度,由于這些景觀指數(shù)在反映景觀破碎化的信息中存在一定交叉重復,因此本研究采用主成分分析對各個景觀指數(shù)進行加權處理,將其重新組合成一組新的綜合變量來表征景觀破碎化程度,并且將該綜合變量作為地理探測器的因變量。以往研究是依據(jù)公因子方差的提取程度、初始特征值以及KMO統(tǒng)計量的大小來選取研究期間的一個年份開展主成分分析[10,34],為更加準確的探討各個景觀指數(shù)的內(nèi)部相關性以及對景觀破碎化程度的解釋能力,本次研究對2000、2010和2018年的景觀指數(shù)做了主成分分析。由表3可知,基于SPSS軟件對黃河流域2000、2010和2018年的景觀指數(shù)進行主成分分析后,選取Variance大于1的作為主成分,第一、第二主成分解釋原變量的程度達到49.704%和22.269%,兩個主成分的累加貢獻率對景觀破碎化程度的影響權重能夠達到71.97%以上,說明選取前兩個主成分表征流域景觀破碎化具有一定的合理性。景觀破碎化綜合變量計算公式如下:

表3 黃河流域景觀指數(shù)的主成分分析

F=0.69×F1+0.31×F2

(11)

F1=x1×ZPD+x2×ZED+x3×ZLSI+x4×ZAera_AM+x5×ZCONTAG+x6×ZDIVISION+x7×ZSHDI+x8×ZAI

(12)

F2=x9×ZPD+x10×ZED+x11×ZLSI+x12×ZAera_AM+x13×ZCONTAG+x14×ZDIVISION+x15×ZSHDI+x16×ZAI

(13)

以主成分分析后的綜合變量來表征2000—2018年期間流域景觀破碎化程度(圖11),從空間上來看,破碎化情況較為嚴重的地區(qū)集中在流域中上游的寧夏、甘肅、陜西和山西一帶；山東以及河南僅少數(shù)縣區(qū)存在破碎化程度較高的情況；青海、內(nèi)蒙古以及四川的破碎化程度相對較低。從時間尺度來看,2000—2010年間流域景觀破碎化程度無顯著變化,僅陜西和內(nèi)蒙古部分縣區(qū)出現(xiàn)破碎化程度增加現(xiàn)象；而在2010—2018年間流域景觀破碎化程度發(fā)生顯著變化,除青海和內(nèi)蒙古部分縣區(qū)存在破碎化程度降低的情況外,寧夏、陜西、山西、河南、山東等地均呈現(xiàn)破碎化程度增加的趨勢,以陜西和河南兩省增加趨勢最為顯著。總的來說,流域的景觀破碎化程度整體偏高,且破碎化程度不斷增加,亟需采取措施對流域生態(tài)環(huán)境進行保護。

圖11 2000—2018年黃河流域景觀破碎化程度

3.2.4景觀破碎化綜合指數(shù)變化冷熱點格局演化特征

為進一步測度流域內(nèi)景觀破碎化綜合指數(shù)的時空分布特征,基于ArcGIS軟件刻畫了破碎化綜合指數(shù)變化冷熱點圖(圖12)。2000—2010年流域景觀破碎化變化熱點區(qū)域集中在寧夏、內(nèi)蒙古和陜西三省交界處,呈團簇狀,在河南和山東交界處也有零星分布；變化冷點區(qū)域集中在甘肅、青海和四川三省交界處,覆蓋了甘肅大部分區(qū)域,另外,在河南三門峽市和山西運城市交界處的部分縣區(qū)也有冷點區(qū)域零星分布。2010—2018年流域破碎化綜合指數(shù)變化的熱點區(qū)域主要分布在山西省,幾乎覆蓋整個山西,說明在2010—2018年間山西省景觀破碎化程度急劇增加；冷點區(qū)域主要分布在青海和內(nèi)蒙古,以青海省分布居多,也有部分冷點分布在山東省東部沿海各市區(qū)。

圖12 2000—2018年黃河流域景觀破碎化綜合指數(shù)變化冷熱點空間分布

3.3 黃河流域景觀破碎化成因探測

為進一步探討流域景觀破碎化時空分布格局的成因,需要對高程、坡度、年均降水量、NDVI、人類活動強度、人口密度、距省會城市距離和距重要水體距離八個驅(qū)動因子進行離散化分級處理,再導入地理探測器運算。基于彭文甫等[35]、呂晨等[36]、張玥等[37]相關學者的研究,結(jié)合黃河流域的實際情況,采用ArcGIS10.3軟件的自然間斷點方法對高程、坡度、年均降水量、距省會城市距離和距水體距離進行了分級。結(jié)合郭帥等[38]學者討論的黃河流域植被指數(shù)特征劃分了流域NDVI級別,基于李士成等[28]學者修訂后的不同土地利用類型人類影響評分表,劃分了流域人類活動強度的不同等級。人口密度是體現(xiàn)社會經(jīng)濟活動的重要指標,不同地區(qū)人口密度分級標準不同,本文綜合陳世強等[39]、蔡燕等[40]、葛美玲等[41]學者相關研究成果,確定了流域內(nèi)不同人口密度級別。各因素具體的分級方法、級別說明見表4。

表4 地理探測器的驅(qū)動因子分級說明

圖13 2000—2018年驅(qū)動因子貢獻率

黃河流域東西跨度大,自然和社會經(jīng)濟因素區(qū)域差異明顯,為更加準確地探測各驅(qū)動因子對流域景觀破碎化程度的影響,本文對流域上、中、下游進行分區(qū)探測。結(jié)果表明,黃河流域景觀破碎化受到自然、社會等多重因素影響,不同驅(qū)動因素對景觀破碎影響程度差異顯著,不同分區(qū)主導因素也明顯不同(圖10)。總體來看,人類活動強度(X8)對景觀破碎化的驅(qū)動力明顯高于其他因素,因子平均貢獻率超過0.45,流域上游社會經(jīng)濟因子對景觀破碎化的驅(qū)動力明顯高于中游和下游地區(qū)。具體來看,研究期間NDVI(X1)和高程(X4)對景觀破碎化的驅(qū)動較強,人類活動強度(X8)對流域景觀破碎化的影響穩(wěn)居主導地位,且呈增強趨勢,主要由于建設用地無序擴張、工業(yè)化進程加快等日益劇烈的人類活動對景觀格局產(chǎn)生劇烈擾動。流域上游年均降水量(X3)對景觀破碎化的影響力最小,主要是因為流域上游多為干旱區(qū)或半干旱區(qū),年均降水量均較少,對景觀格局的影響較小。流域中游各驅(qū)動因素的影響力差別不大,自然因素的影響力總體高于社會經(jīng)濟因素,原因在于中游地區(qū)高程(X4)、坡度(X2)等自然因素局部差異顯著,對自然景觀格局的形成與演變約束較強。流域下游坡度對景觀破碎化的影響力明顯低于上游和中游,主要是因為下游地處華北平原北部,地勢平坦,坡度對自然景觀發(fā)育的影響較小。

圖10 2000—2018年黃河流域土地利用分布圖

交互探測,用以識別不同驅(qū)動因子之間共同作用是否增加或減弱對分析變量的解釋力[42]。從交互探測結(jié)果來看(表5),研究期間各因子間的交互作用對流域景觀破碎化存在雙因子交互增強的現(xiàn)象,各驅(qū)動因子不是相互獨立的個體,而是相互關聯(lián)的結(jié)合體。社會經(jīng)濟因素與自然因素二者間的交互作用程度強于兩因素內(nèi)部間的交互作用。其中,人類活動強度與其他因子間的交互作用最為顯著,原因主要是社會經(jīng)濟快速發(fā)展背景下,城鎮(zhèn)化建設、開墾種植、開發(fā)礦產(chǎn)等人類的社會經(jīng)濟活動導致其與其他因子間的作用關系更為復雜,對流域景觀格局的干擾作用也更為強烈。

表5 主要交互因子及其變化

具體來看,研究期間流域上游主要交互因子間的交互強度均達到0.55以上,NDVI(X1)和距省會城市距離與人類活動強度(X8)的交互強度均達到0.6以上,說明NDVI、距省會城市距離和人類活動強度是影響上游景觀破碎的重要因子。流域中游社會經(jīng)濟因素影響力較小,但與自然因素交互后,影響力明顯提高,距重要水體距離因子交互強度達到0.34,說明中游地區(qū)自然因素明顯增強了社會經(jīng)濟因素對景觀破碎的影響。流域下游自然因素與人類活動強度的交互作用更強,主要交互因子間的交互強度均達到0.68以上,NDVI(X1)交互強度達到0.82,表明下游地區(qū)自然因素與人類活動強度的交互作用對景觀破碎起到至關重要的作用。

4 結(jié)論與討論

4.1 結(jié)論

本研究采用2000—2018年土地利用遙感監(jiān)測數(shù)據(jù),基于FRAGSTATS4.2軟件測度了黃河流域縣域尺度的景觀破碎化時空格局特征,借助ArcGIS10.3軟件和主成分分析方法刻畫了黃河流域景觀破碎化時空演變特征,并運用地理探測器探討了黃河流域景觀破碎化時空分異的成因。主要結(jié)論如下:

(1)研究期間表征黃河流域景觀破碎化的景觀指數(shù)整體變化幅度不大。斑塊密度未發(fā)生明顯變化,邊緣密度、景觀形狀指數(shù)呈先增后減變化趨勢;平均斑塊面積、聚集度指數(shù)呈先減后增趨勢；蔓延度指數(shù)持續(xù)降低;分離度、香農(nóng)多樣性指數(shù)逐年增高。

(2)研究期間黃河流域景觀破碎化程度逐漸加劇。流域中下游各省破碎化程度變化劇烈,上游各省變化趨于平穩(wěn)。其中,內(nèi)蒙古和四川景觀破碎化程度增加緩慢,目前景觀破碎化程度較低。青海省雖存在破碎化程度加劇和減緩并存的現(xiàn)象,但破碎化程度降低占據(jù)主導地位。而甘肅、山西、陜西以及河南的景觀破碎化程度逐年加劇,變化也最為劇烈和復雜,目前破碎化程度較高。值得注意的是,研究期間流域內(nèi)省會城市的景觀破碎化程度均較高。

(3)地理探測器結(jié)果顯示,黃河流域景觀破碎化受到自然、社會等多重因素影響,不同驅(qū)動因素對景觀破碎影響程度差異顯著,不同分區(qū)主導因素也明顯不同。流域上游社會經(jīng)濟因子對景觀破碎化的驅(qū)動力明顯高于中游和下游地區(qū),人類活動強度對景觀破碎化的驅(qū)動力明顯高于其他因子,因子貢獻率達到0.45以上。并且,各因子間的交互作用對流域景觀破碎化存在雙因子交互增強效應,社會經(jīng)濟因素與自然因素二者間的交互作用程度強于兩因素內(nèi)部間的交互作用,人類活動強度與其他因子間的交互強度最高。

4.2 討論

(1)2000—2018年間黃河流域中下游的甘肅、陜西、山西、河南四省的景觀破碎化程度不斷增加,目前景觀破碎化程度較高。原因主要有:流域中下游地區(qū)以平原為主,地勢平坦,耕地廣布,是黃河流域的糧食主產(chǎn)區(qū),人口密度較大,劇烈的人類活動對景觀生態(tài)的干擾較強；隨著流域經(jīng)濟發(fā)展水平提高,人民生活條件的改善以及流域范圍內(nèi)人口數(shù)量的持續(xù)增加,對建設用地和耕地的需求也不斷增加,而中下游平原地區(qū)較易開墾和樵采,河道、河床也較易被轉(zhuǎn)變?yōu)楦亍@地。無節(jié)制地復墾耕地以及開發(fā)建設用地極大地加劇了流域景觀的破碎化程度。

流域上游的青海、四川以及內(nèi)蒙古破碎化程度較低,主要原因是:退耕還林(還草)政策使得陡坡耕地大面積退耕為林草地和濕地；防沙治沙、重點防護林、自然保護區(qū)等生態(tài)工程使得生態(tài)環(huán)境有所改善,這在一定程度上降低了景觀破碎化程度。

(2)地理探測器雖有能夠探測各驅(qū)動因子的空間關聯(lián)關系以及空間分區(qū)的獨特優(yōu)勢,但其自身也存在一定的缺陷。如:導入地理探測器的各驅(qū)動因子的分類或分級的主觀性較強,定量分級的內(nèi)容較少,甚至沒有指定的定量標準；驅(qū)動因子的離散化處理過程差異較大,處理結(jié)果直接影響地理探測器運算結(jié)果的準確性；各驅(qū)動因子間的交互作用運行機理難以解釋,僅能從結(jié)果層面來分析,不夠深入。受地理探測器自身局限性的影響,還不能更加精確地解釋景觀破碎化程度與各驅(qū)動因子間的交互作用強度以及空間特性,未來將進一步優(yōu)化模型,結(jié)合地理加權回歸等方法,探索更加精確的景觀破碎化與驅(qū)動因子關系。

(3)黃河流域生態(tài)系統(tǒng)功能退化、生態(tài)環(huán)境惡化、生物多樣性減少等問題嚴重制約了流域社會經(jīng)濟發(fā)展,阻礙了黃河流域生態(tài)文明建設和高質(zhì)量發(fā)展戰(zhàn)略的推進,亟需采取措施改善流域生態(tài)環(huán)境質(zhì)量,發(fā)揮流域生態(tài)功能,實現(xiàn)流域生態(tài)、經(jīng)濟和社會效益協(xié)調(diào)發(fā)展。基于研究結(jié)果得出以下三條建議:①制定合理土地利用規(guī)劃,規(guī)范土地利用轉(zhuǎn)型流程,提高流域經(jīng)濟效益不能以降低生態(tài)效益為代價,要確保合理的土地利用結(jié)構,實現(xiàn)流域景觀格局優(yōu)化調(diào)整,充分發(fā)揮流域生態(tài)系統(tǒng)功能。②完善流域生態(tài)環(huán)境保護制度,細化生態(tài)環(huán)境治理獎懲機制。雖然流域海拔、降水等自然特征以及地理位置等區(qū)位特征無法改變,但可以通過政策制度來限制高強度人類活動對生態(tài)景觀格局的影響,通過獎懲機制敦促流域內(nèi)各地區(qū)切實執(zhí)行生態(tài)環(huán)境保護制度、實施精準保護措施,來提高流域整體生態(tài)環(huán)境保護與治理的成效。③優(yōu)化流域景觀格局結(jié)構,完善流域生態(tài)網(wǎng)絡。合理的景觀格局結(jié)構和完善的生態(tài)網(wǎng)絡能夠大幅度降低流域景觀破碎化程度,維持流域生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定[43]。可以嘗試通過識別重要生態(tài)源地、修復和建立生態(tài)廊道、自然保護區(qū)來保證生態(tài)系統(tǒng)的完整性,通過河流綠化、增加道路等方式加強流域內(nèi)景觀斑塊之間的聯(lián)系強度,提高流域生態(tài)網(wǎng)絡的連通性。