“三生空間”視角下宜昌市景觀生態安全評價及其耦合特征分析

陳 斌, 徐尚昭, 周陽陽, 王宏志, 葉永欽

(1.核工業二九○研究所 廣東省環境保護核輻射追蹤研究重點實驗室, 廣東 韶關 512029;2.廣東省放射性生態環境保護工程技術研究中心, 廣東 韶關 512029; 3.華中師范大學 城市與環境科學學院, 武漢 430079)

生態安全是評估區域生態系統安全性的重要指標之一。隨著城市化進程加速推進，城市生態景觀安全格局在時空尺度上發生了不同程度變化[1]。城市景觀格局變化在一定程度上能夠表征城市生態系統的安全性和穩定性，而城市生態系統的穩定性不僅受自然驅動因素影響，同時也會受到來自人類社會經濟活動的雙重驅動因子制約。因此，如何開展快速城鎮化發展背景下的城市景觀生態安全綜合評價，已成為城市景觀生態學研究領域中的重要課題之一[2]。與傳統生態風險評價不同，區域生態風險評價更加注重區域間各要素的空間耦合關系。

當前，基于土地利用及多源遙感數據開展城市景觀生態安全評價的研究并不少見。王一山等[3]選取烏魯木齊市2017年土地利用數據，構建生態系統服務價值模型，對烏魯木齊市土地生態安全進行系統評價研究。劉順鑫等[4]利用地統計學和耦合協調模型，系統分析了萬州區2009—2018年景觀生態安全時空變化特征。袁媛等[5]以南昌市為研究區，基于多時相遙感影像及DEM等數據，運用地統計等分析方法對南昌市景觀生態安全進行了分析評價。裴歡等[6]以秦皇島東部沿海耕地景觀為研究對象，利用1990年、2000年和2010年3期TM/ETM+遙感影像，構建耕地景觀生態安全評價模型，對研究區耕地景觀生態安全進行了綜合評價。宋豫秦等[7]結合3S技術和景觀生態學方法，構建景觀生態安全評價指標體系，揭示了北京市景觀生態安全時空演變規律。綜上所述，現有研究多集中以平原地區[8-9]、城市群[10-12]、海島[13-14]及湖泊河流[15-17]周邊為主，同時普遍將“三生空間”研究對象作為孤立的整體來研究，而基于“三生空間”空間耦合協調特征，對湖北省山地丘陵地區開展長時間序列景觀生態安全評價研究尚較缺乏。

宜昌市位于湖北省江漢平原西部，東鄰荊州市、荊門市，南抵湖南石門縣，西接恩施土家族苗族自治州，北靠神農架林區和襄樊市。海拔整體呈現“西高東低”的分布特征。主要農作物類型以水稻、棉花和油菜為主。著名的長江三峽工程就位于宜昌境內，由于受三峽庫區豐枯水期水位線變化影響，使得宜昌市成為湖北省重要的生態脆弱帶，加上近年來人類活動強度顯著提高，使得該區景觀生態安全備注外界關注。

基于上述分析，本研究選取宜昌市2000—2015年(2000年、2005年、2010年、2015年)4期土地利用遙感監測數據，以ArcGIS，Fragstats和GS+等軟件為平臺，借助全局自相關模型和地統計空間分析方法，從“三生空間”視角出發，對研究區“三生空間”景觀生態安全格局進行耦合協調分析，以期能為宜昌市自然生態環境保護和資源開發利用提供科學依據和理論參考。

1 研究區概況

宜昌市(29°56′—31°34′N，110°15′—112°04′E)古稱夷陵，位于湖北省西南部，東鄰荊州市、荊門市，南抵湖南石門縣，西接恩施土家族苗族自治州，北靠神農架林區和襄樊市，因“水至此而夷，山至此而陵”而得名。素有“三峽門戶”、“川鄂咽喉”之譽的“世界水電之都”宜昌，地處長江中上游與中游交接地帶，地勢呈現“西高東低”的分布態勢，最大高程接近2 400 m，地貌類型復雜多樣，境內有山地、平原、丘陵，大致構成“七山一水二分田”的格局。主要農作物類型為水稻、棉花和油菜。宜昌市屬于中亞熱帶季風性濕潤氣候，光照充足、降水充沛，年均氣溫16～17℃，降水量1 100～1 200 mm，全年盛行東南風，夏季最大氣溫可達39～40℃，無霜期200～300 d。該區冬暖夏熱，光照充足、雨量充沛，加上垂直地帶性氣候特征，是全國有名的茶、橙之鄉。該區域氣候溫暖濕潤、地形平坦、土壤肥沃。轄區內河流湖泊密布，如長江、清江、黃柏河、沮漳河等，著名的長江三峽工程位于宜昌市境內，使得宜昌境內水土流失較為嚴重，宜昌市也是湖北省典型的生態環境脆弱區，該區景觀生態安全備受外界關注。

2 數據來源和研究方法

2.1 數據來源及處理

宜昌市2000—2015年(2000年、2005年、2010年、2015年)4期土地利用遙感監測數據，是以Landsat TM/ETM/OLI數據為基礎數據源，通過人機交互解譯而得到(目視解譯結合支持向量機等分類方法)，其中耕地和城鄉、工礦、居民用地平均分類精度達到85%以上，其他土地利用類型平均分類精度均在75%以上[18]，上述數據來源于中國科學院資源環境數據中心(http:∥www.resdc.cn/)。DEM數據來源于地理空間數據云平臺，空間分辨率為30 m。根據研究區行政區邊界裁剪得到研究范圍內土地利用遙感監測數據。參照已有研究成果[3]，根據研究區實際情況，將“三生空間”按照土地利用分類系統劃分成8個二級類，分別為：農業生產空間、工業生產空間、城鎮生活空間、農村生活空間、林地生態空間、草地生態空間、水域生態空間和其他生態空間(表1)。

表1 土地利用主導功能分類

2.2 研究方法

2.2.1 評價單元劃分 為便于后續研究中將景觀生態風險指數進行可視化表達，據研究區實際范圍大小，參照已有研究[19]，使用ArcGIS漁網分析工具，將研究區劃分成0.5 km×0.5 km的正方形網格單元，得到952個生態風險小區(圖1)，利用Fragstats軟件分別計算各時期網格單元的景觀生態風險指數，作為生態風險小區中心點的生態風險指數，最終通過插值計算得到整個研究區生態風險格局分布結果。

圖1 研究區生態風險小區

2.2.2 景觀生態安全評價模型構建 景觀格局變化是人類活動對城市地表影響最直接的表現形式之一，而景觀生態風險指數是揭示城市生態系統穩定性的重要量化指標。由于不同類型景觀對外界影響的抗干擾能力有所差異，在參照已有研究的基礎上[4]，從景觀格局視角出發，選取景觀干擾度和脆弱度等因子角度出發構建研究區生態景觀風險模型[20]，計算公式如下：

(1)

(2)

LDIi=aCi+bHi+cFi

(3)

(4)

式中:ERIe為第e個評價單元的景觀生態風險指數;LVIi為景觀損失度指數;LDIi為景觀干擾度指數;Fi為景觀脆弱度指數;Aei為第e個評價單元第i類景觀的面積;Ae為第e個評價單元的總面積;Ci為景觀破碎度;Hi為景觀多樣性指數;Ai為i類景觀類型面積;Pi為景觀類型i的周長;Mi為景觀類型i占總面積比重;a,b,c分別代表景觀破碎度、多樣性和分維數的權重,a+b+c=1,參照已有研究[3],分別賦值為0.5,0.3,0.2。

景觀脆弱度指數是用來表示景觀受到外界因素影響而維持自身理化性質穩定性的重要量化指標,也稱之為景觀外界抗干擾能力,參照已有研究成果[3],并結合研究區實際情況,對研究區8個二級地類從低到高進行賦值:城鎮生活空間1、農村生活空間2、林地生態空間3、草地生態空間4、農業生產空間5、水域生態空間6、工業生產空間7、其他生態空間8,歸一化后大小分別為:0.03,0.06,0.08,0.11,0.14,0.17,0.19,0.22。

2.2.3 耦合協調度模型構建 “三生空間”主要包含生態安全、生活空間和生產空間，這3種空間在空間上相互影響、相互制約。為更加直觀反映出研究區“三生空間”的耦合協調特征，引用耦合協調度模型對3類空間的空間耦合度進行分析，進一步揭示研究區“三生空間”耦合協調度在時空上的演變特征。計算公式如下[20]：

(5)

T=αV1+βV2+γV3

(6)

(7)

(8)

式中:C為“三生空間”耦合度；V1,V2及V3分別為生態安全、生活空間和生產空間的生態景觀風險值；Ei為每個指標的標準化得分；Wi為相應指標權重；D為耦合協調度；T為生態安全綜合評價值;α,β,γ分別為3種景觀生態空間安全對應的權重大小,參照已有研究成果[4],賦值:α=β=γ=0.3。

2.2.4 地統計分析

(1) 空間自相關分析。空間自相關分析主要包括局部空間自相關與全局空間自相關兩種分析方法。它是用來表示空間變量的位置與臨近變量位置屬性值之間關聯性程度的量化指標[21-23]。本研究借助ArcGIS軟件，通過Moran′sI指數計算景觀生態安全在空間位置上的集聚程度，選取局部空間關聯指標(LISA)來計算風險小區為評價單元的生態安全指標的空間集聚程度。

(2) 半變異函數分析。城市景觀生態風險指數能夠在一定程度上表征城市景觀生態安全的穩定性，研究通過半變異函數[24-26]來計算景觀生態風險指數在空間上的異質性，通過GS+7.0軟件進行景觀生態風險指數半變異函數擬合分析，然后借助ArcGIS空間分析中克里金插值分析工具，計算得到研究區2000—2015年景觀生態風險指數空間分布圖。

3 結果與分析

3.1 “三生空間”土地利用類型變化

“三生空間”面積變化是人類活動對地表作用最為直觀的表現形式之一，2000—2015年宜昌市“三生空間”面積呈現出較大差異(表2)，由表2可知，2000—2015年宜昌市以林地生態空間為主，占總面積的70%以上，其次是農業生產空間，占總面積的15%以上，林地生態空間和農業生態空間構成宜昌市土地利用功能分類的主要利用類型。

2000—2015年宜昌市林地和草地生態空間面積整體呈現下降趨勢，林地生態空間從2000年15 231.79 km2下降到2015年15 107.15 km2，草地生態空間面積減少不顯著；水域和其他生態空間面積呈現增加態勢，其中水域生態空間面積從2000年560.45 km2增加到2015年644.03 km2，其他生態空間面積變化不顯著。2000—2015年宜昌市生活空間中，城鎮生活空間和農村生活空間面積均呈現增加態勢，兩者面積分別從2000年的103.90，212.06 km2，增加到2015年的143.94，222.34 km2。2000—2015年宜昌市生產空間中，工業生產空間面積呈現增加態勢，從2000年49.32 km2增加到2015年203.95 km2，農業生產空間面積呈現減少態勢，從2000年4 163.25 km2減少到2015年4 023.23 km2。這多是由于近年來宜昌市大力發展城市建設，使得城市工礦用地不斷向周邊擴張，同時使得城鎮生活空間面積不斷增加，農業生產空間逐漸減少。

表2 2000-2015年宜昌市土地利用類型面積及變化 km2

3.2 景觀生態安全時空變化

研究表明，宜昌市景觀生態風險指數均值由2000年的0.056上升到2015年的0.059，一定程度上表明2000—2015年宜昌市生態環境狀況有所下降。本研究采用ArcGIS空間分析工具中的克里金插值方法對宜昌市2000—2015年4個年份的生態風險指數進行擬合，然后根據研究區實際，將生態風險指數結果按大小劃分成5個等級：低生態風險區(ERI<0.050)、較低生態風險區(0.050≤ERI<0.058)、中生態風險區(0.058≤ERI<0.070)、較高生態風險區(0.070≤ERI<0.084)和高生態風險區(ERI≥0.084)(圖2)，并進一步統計得到各時期不同安全等級面積占比及變化情況(表3)。

由圖2可知，2000—2015年宜昌市不安全區主要集中在東南部的當陽市、枝江市，由于這些區域土地利用類型主要為耕地和林地，景觀破碎度較高，生態環境承受外界影響能力較弱。較不安全區主要集中分布宜都市東北部地區，這些區域靠近枝江市等不安全區域周邊，土地利用類型以耕地為主，故生態風險指數較高。較安全區及中等安全區呈零散分布，幾乎覆蓋整個區域。中安全區主要集中分布在宜昌市北和南部的土家族自治縣和興山縣，這些區域林草地面積占比較高，人類活動擾動較小，景觀生態安全度較高，故景觀脆弱度指數較低，導致景觀生態風險低于其他縣區。由此可見，當地相關主管部門應該嚴格管控土地開發利用強度，提高土地資源集約利用效率，提升不安全區域生態環境承載能力，使不安全區逐步向安全區轉化，以維持整個區域生態系統平衡。

圖2 景觀生態安全等級分布

表3 2000-2015年宜昌市景觀生態安全等級面積及占比

由表3可知，2000—2015年宜昌市安全區面積占比最高，不同時期均在27%以上，其中2010年面積最大，達到了9 878.38 km2；其次為較安全區和中等區，較安全區面積呈現先減少后增加態勢，在2015年面積最大，達到了8 654.03 km2；較不安全區面積占比整體呈現下降態勢，從2000年1 585.66 km2下降到2015年1 310.60 km2，且面積占比均在10%以下。不安全區面積占比呈現增加態勢，從2000年1 556.98 km2下降到2015年2 213.74 km2。

3.3 景觀生態安全地統計分析

圖3 宜昌市生態風險冷熱點空間分布

3.3.2 半變異函數分析 為進一步探討宜昌市景觀生態安全布局在時空尺度上的分異特征，本研究引入地統計分析模型中的半變異函數，借助GS+7.0軟件分別運用線性、球體、指數及高斯模型，對研究區4個時期的景觀生態風險評價模型進行模擬(表4)。研究發現，2000年線性模型擬合效果較好，決定系數達到了0.997，2005年、2010年及2015年指數模型擬合效果較好，決定系數分別為：0.928，0.922，0.933。同時2000—2015年4個階段的最佳擬合模型中，基臺值呈現持續增加態勢，分別為：0.000 273，0.000 535，0.000 562，0.000 656，表明宜昌市景觀生態安全性的空間分異有逐漸增大趨勢。2000—2015年研究區塊金值/基臺值比值整體呈現增加態勢，這表明外在隨機性因素對景觀生態安全地理要素的空間分異影響逐漸增強。塊金值從2000年0.000 025減少到2015年0.000 009，表明外在隨機因素對研究區景觀生態安全的結構性影響因素增強。4個時期最優模型變程也從2000年的100.380上升到2015年的549.604，這表明宜昌市景觀生態風險指數的相關性影響因素范圍呈現擴張趨勢，空間異質性減小，景觀整體類型趨于同質化。

表4 宜昌市景觀生態風險指數半變異擬合參數

3.3.3 三生空間景觀生態安全耦合特征分析 景觀生態安全耦合性能夠間接反映出區域生態系統中“三生空間”的協調性，因此探討生態-生產-生活空間之間的耦合特征對于區域生態系統安全性研究具有重要意義。為進一步分析研究區景觀生態安全在空間上的耦合協調度，基于研究區域景觀生態風險指數，借助耦合協調度模型，采用定量分析方法，利用ArcGIS柵格計算器工具計算得到耦合協調度指數，結合研究區實際情況，將耦合協調度劃分成5個等級：嚴重失調(00.085)，最后得到宜昌市景觀生態安全耦合協調度等級分布圖(圖4)及“三生空間”景觀生態安全耦合協調度等級面積統計圖(圖5)。

由圖4可知，宜昌市“三生空間”景觀生態安全的耦合協調度水平整體呈現“西高東低”的分布特征，地區差異較為顯著。宜昌市西部秭歸縣、興山縣、長陽土家自治縣及五峰土家族自治縣“生態-生產-生活”空間耦合協調性水平較高，而東部西陵區、枝江市及當陽市“三生空間”景觀生態安全的耦合協調度水平整體低于西部地區，這是由于西部地區整體海拔高于東部平原地區，生態、生產和生活空間整體布局較為均勻合理，“生態-生產-生活”空間耦整體合協調性水平較高，而東部平原地區，土地利用類型主要以建設用地及耕地為主，人類活動影響較大，生活空間和生產空間面積占比較高，生態空間面積總體低于西部地區，生態空間整體呈現下降趨勢，故“三生空間”景觀生態安全的耦合協調度水平較低。

圖4 景觀生態安全耦合協調度等級分布

圖5 三生空間景觀生態安全耦合協調度等級面積

由圖5可知，2000—2015年宜昌市不同景觀生態安全耦合協調度等級面積差異變化顯著。高耦合協調度區，面積呈現先減少后增加的態勢，整體上來看，仍然呈現減少態勢，面積從2000年8 638.33 km2減少到2015年的6 954.78 km2，表明研究區生態-生產-生活空間的耦合協調度下降。中度協調區域面積呈現增加態勢，從2000年4 852.21 km2增加到2015年的5 658.45 km2，增加了806.19 km2，表明研究區“三生空間”中度耦合性協調度區域面積在呈現穩定上升態勢，也間接反映出“三生空間”耦合協調度逐漸趨于合理。基本耦合協調度區面積呈現逐漸增加態勢，近15 a間整體增加了721.77 km2。基本協調區面積呈現先增加后減少態勢，其中2010年面積占比最高，為2 668.34 km2，這一定程度上反映出基本協調區域面積整體呈現擴張態勢，表明研究區“三生空間”的耦合協調度有轉好的趨勢。中度失調區域面積呈現增加態勢，從2000年1 457.13 km2增加到2015年的1 845.97 km2，增加了388.84 km2。嚴重失調區域面積呈現逐漸增加態勢，整體增加幅度較小，從2000年1 967.53 km2增加到2015年的2 337.25 km2，增加了369.72 km2。

綜上可以看出，宜昌市“三生空間”的景觀生態安全耦合協調度仍然以高度和中度協調區域占據主導地位，這能在一定程度上反映出研究區整體三生空間生態環境質量較高。但不可否認，高耦合協調度區面積呈現逐漸減少態勢，中度及嚴重失調區域面積整體呈現增加態勢，因此地方主管部門應引起高度重視，嚴格土地管理及審批制度，保護基本農田，嚴禁毀林開荒，提高土地集約利用效率，逐步改善區域生態環境質量，提高“三生空間”耦合協調度。

4 討論與結論

4.1 討 論

宜昌市作為湖北省副省會城市，也是長江沿線的重要港口城市，著名的三峽大壩也位于宜昌市境內。隨著國家城鎮化進程推進，城市人口集聚度上升、城市建成區不斷向周邊擴張，加上上游水庫截流效應影響，使得宜昌市景觀生態系統穩定性出現不同程度下降。同時伴隨著國家生態文明思想和新發展理念的提出，以及“綠水青山就是金山銀山”的系統治理理念的貫徹，土地利用變化對生態系統影響力逐漸增強。

本研究基于宜昌市2000—2015年4期土地利用遙感基礎調查數據及縣級行政區劃數據，借助全局自相關模型和地統計空間分析方法，揭示了研究區近15 a來土地利用水平和景觀生態風險的時空演變特征，研究選用多時段遙感數據對宜昌市景觀生態安全進行了定性和定量化分析評價，對宜昌市“三生空間”合理規劃布局及區域“生產-生活-生態”功能關系協調發展具有一定的科學指導和理論參考價值。不可否認，當前區域生態安全受到的影響因素日益復雜，本研究的局限性在于僅僅利用土地利用遙感監測數據構建景觀生態風險模型，開展對研究區景觀生態風險評價。如何利用多源遙感及社會經濟數據，構建更為完善的“三生空間”指標分類體系，將是今后開展區域景觀生態安全評價研究的重要方向。

4.2 結 論

(1) 2000—2015年，宜昌市以林地生態空間占比最大，均在71%以上，其次為生產空間和生活空間，而生態空間面積呈現先增加后減少趨勢，2010年達到最大值，為16 798.07 km2，表明研究區生態環境有轉好趨勢。生活空間呈現逐漸增加態勢，2015年達到最大值，366.28 km2，生產空間呈現先減少后增加態勢，這些變化多是由于人類活動強度增強而導致。

(2) 2000—2015年，宜昌市景觀生態安全整體處于較高水平，呈現西北—西南高、東部低的空間分布特征，安全區集中分布土家族自治縣、夷陵區及興山縣，不安全區主要分布在當陽市、枝江市等低海拔地區。

(3) 2000—2015年宜昌市景觀生態風險時空演變顯著，冷點、次冷點數量增加，次熱點和熱點均呈現先增加后減少態勢。生態風險聚集的高值區主要分布在宜昌市東南部當陽市、枝江市，低風險區主要分布在宜昌市西北部興山縣，這是由于東南部海拔整體低于西北部，人類活動較為頻繁，導致該區成為生態風險的高值聚集區。

(4) 宜昌市“三生空間”景觀生態安全的耦合協調度水平不高，整體上呈現“東高西低”的空間分布特征，西北西南山區的景觀生態安全耦合協調性明顯優于東部城鎮中心的景觀生態安全耦合度。