基于AHP-TOPSIS最優組合賦權的閩侯縣生態敏感性評價*

丁鴻浩 賴寧靜 鄧林昊 吳天杰 吳小剛

福建農林大學藝術學院園林學院(合署) 福州 350000

隨著城鎮化建設的飛速發展,各種環境問題諸如熱島效應、洪澇災害、土地荒漠化等也隨之而來,且影響范圍越來越廣。為了更好地落實國家“生態文明建設”政策,在規劃開發前對區域開展生態敏感性評價尤為重要。生態敏感性全稱為生態環境敏感性,歐陽志云等[1]認為生態敏感性是指生態系統對自然破壞和人為干擾等多種因素的反應程度,表明區域生態環境問題發生的難易程度和可能性大小。

目前,國內外學者對于生態敏感性的研究主要集中在3個方面:1)針對單一生態問題的研究,如土壤侵蝕[2]、水土流失[3]、礦區開發[4]等；2)針對小尺度專題類的研究,如自然保護區[5]、風景區[6]、公園[7-8]等；3) 針對縣域[9]、流域[10-11]、城市[12]等大尺度研究對象開展生態敏感性評價,為進行生態功能評價與區劃、保障自然基底的完整性和生態功效、防止城市無限蔓延提供科學依據與指導[13]。目前國內學者所使用的評價因子賦權方法主要有主觀賦權法、客觀賦權法以及主客觀賦權法3種,其中以層次分析法[4,9,14]為主的主觀賦權法和以熵值法[15]、變異系數法[16]、序關系法[17]等為主的客觀賦權法應用較多。

本研究以閩侯縣作為研究區域,借助GIS空間分析功能和AHP-TOPSIS組合賦權法對閩侯縣的單因子生態敏感性與綜合生態敏感性進行分析,基于分析結果對閩侯縣進行初步生態功能區劃分,并提出針對性保護開發建議,為閩侯縣開展生態檢察、生態監督、生態治理以及相關保護措施的制定提供科學依據,以期改善閩侯縣生態資源空間分布不均勻的現狀、協助解決縣域內旅游開發與生態保護之間的矛盾、保障其生態安全與可持續發展。

1 研究區域概況

閩侯縣(118°52′10″—119°25′31″E,25°47′35″—26°36′28″N)地處閩江下游,全境南北長89.7 km、東西寬55.75 km,總面積約為2136 km2。全縣地勢西北高、東南低,整體地勢較為平坦,海拔多在3～10 m,地貌主要分為中山、低山、高丘、低丘和臺地平原[18]5種類型。周邊與福州市區、閩清縣、永泰縣、福清市、古田、羅源縣毗鄰。閩侯縣整體生態環境良好,林地占總面積的68.22%[18],擁有眾多森林公園和名山；濕地資源較為豐富,主要分布在閩江周邊[19]；擁有“國家生態縣”“森林縣城”“全國休閑農業與鄉村旅游示范縣”等眾多榮譽稱號。

2 研究方法

2.1 閩侯縣生態敏感性評價體系構建

本研究選取地形地貌、植被、水系、人類活動4個維度構建評價體系框架,根據專家意見和相關文獻[2,9],篩選出12個敏感因子。參照中國科學院編制、原國家環境保護總局發布的《生態功能區劃暫行規程》[20]與《生態保護紅線劃定指南》[21]以及黃發明等[9]、簡卿等[2]、張曉瑞等[22]關于生態敏感性因子的分級標準確定本研究的分級標準(表1)。在生態敏感性等級劃分上,將區域劃分為低敏感區、較低敏感區、中敏感區、較高敏感區和高敏感區,從低到高分別對各區域進行1～5分賦值。

表1 閩侯縣生態敏感性評價體系及其指標分級標準

2.2 評價因子權重確定

研究采用AHP-TOPSIS[22]最優組合賦權法,基于最小熵原理對AHP與TOPSIS兩種賦權方法進行計算,理論上最終得出的組合權重應盡可能接近主觀權重和客觀權重[23]。最優組合賦權法的應用,一方面避免了主觀賦權法的隨意性,另一方面也規避了客觀賦權法缺少對因子間概念性質相互關系判斷的弊端,增強了閩侯縣生態敏感性評價結果的現實意義和理論上的合理性與科學性。權重計算公式如式(1),計算結果如表2所示。

表2 閩侯縣生態敏感性評價因子綜合權重

式(1)中,ˉwj為第j個因子的組合權重,Wj和wj分別為第j個因子的主觀權重和客觀權重。

基于上述最優組合賦權結果(表2),在ArcGIS 10.5軟件中對12個評價因子進行加權疊加得到綜合評價結果,計算公式如式(2):

式(2)中,ˉWi表示第i個評價指標的綜合賦權權重,Mi表示第i個評價指標的生態敏感性評價賦值,n表示評價指標的個數,p表示綜合評價結果。

2.3 數據來源及預處理

研究數據包括來自美國地調局(USGS)的分辨率為30 m的遙感數據影像、地理空間數據云下載的閩侯縣30 m分辨率DEM數據、基礎地理信息數據,以及從中國科學院資源與環境科學數據中心獲得的中國100萬植被類型空間分布數據。將DEM數據、基礎地理數據和植被類型空間分布數據導入ArcGIS10.5進行掩膜提取得到用于空間分析的數據,對遙感影像數據進行裁剪、輻射定標等預處理生成用于分析NDVI、MNDWI、NDBI、VFC、土地利用類型的數據。

3 結果與分析

3.1 單因子敏感性分析

3.1.1 地形地貌因子分析

閩侯縣高程與坡度生態敏感性整體不高(圖1A、圖1B、表3),等級分布呈現自南向北逐漸增高趨勢且兩者間存在相似性。高程生態敏感性較強的區域(900～1 392 m)主要分布在大湖鄉中部以及牛姆山和天湖頂；坡度生態敏感性較強地區(25°～45°)主要分布在西南和北部山區。高程中度敏感區(600～900 m)主要分布在中部流域平原兩側的南北山區；坡度中度敏感區(15°～25°)占比最大,為31.2%,分散地分布在西南和北部山區。高程敏感性較弱區域(2～600 m)與坡度敏感性較弱區域(0°～15°)均分布在閩江上游的兩側和下游烏龍江西側的建成區以及北部山區山腳下的平原及山間盆地。閩侯縣坡向生態敏感性整體適中(圖1C、表3),其中生態敏感性高(正北)和較高(東北、西北)的區域分別占比13.6%、24.9%,集中分布在閩侯縣西南部呈東北西南走向和中部呈東西走向的山嶺；中度敏感區占比21.8%；較低和低敏感區分別占比25.2%、14.5%,空間分布較為平均。

圖1 閩侯縣地形地貌生態敏感性分級

3.1.2 水系因子分析

水體類型和MNDWI兩個指標可以有效反映閩侯縣境內的水體空間分布(圖2A、圖2B、表3)。MNDWI高敏感區域占比0.71%,集中分布在祥謙鎮、南通鎮北部的烏龍江、竹岐鄉的金水湖以及鴻尾鄉的榜上水庫附近；較高敏感區域占比0.81%,集中分布在閩江和大樟溪；中敏感區域占比0.46%,集中分布在閩江和南港周邊；較低敏感區域占比0.39%,主要零星分布在縣域林地中的濕地或水塘；低敏感區域占比97.63%。水體類型高生態敏感性區(面狀水域)占比2.5%；中敏感區域(點狀或線狀水域)占比1.47%；低敏感區域占比96.03%(陸地)。水體緩沖區是用于研究水體與周邊外部環境相互作用的一種常用方法。閩侯縣水體緩沖區占閩侯縣整體面積的42.59%,生態敏感性整體適中,其中敏感性高和較高的區域占比分別為9.05%、8.84%,中敏感性區域占比8.58%,較低與低敏感區域占比分別為8.25%、7.86%(表3)。

圖2 閩侯縣水系生態敏感性分級

3.1.3 植被因子分析

閩侯縣NDVI生態敏感性程度整體較高(圖3A、表3),呈現由山區向河流和建成區方向逐漸降低的趨勢。高敏感區占比3.3%,集中分布于西南部和東北部等海拔較高的山區；較高和中度敏感區分別占比32.96%、38.6%,集中分布在閩侯縣除河流和建成區以外的林地；較低和低敏感區分別占比18.64%、6.5%,集中分布在閩江、烏龍江周邊的建成區。將植被覆蓋度提取置信度空間后按自然間斷點法進行分級,得到閩侯縣植被覆蓋度生態敏感性分級圖(圖3B、表3),其各級敏感性區域空間分布與NDVI相似,區域敏感性由高到低分別占比為67.13%、11.96%、6.73%、5.03%、9.15%。閩侯縣植被類型生態敏感性程度整體較高(圖3C、表3)。高敏感區域(自然森林56.09%)主要分布在東北、西南林地及森林公園等地；中敏感區域(竹林、果木林20.61%)集中分布在南部建成區周邊和北部的山麓地區；低敏感區域(灌木、草地23.30%)集中分布在閩江和閩江南港周邊。

圖3 閩侯縣植被生態敏感性分級

3.1.4 人類活動因子分析

閩侯縣NDBI整體生態敏感性程度不高(圖4A、表3),各區域敏感性從高到低分別占比16%、29.59%、23.15%、18.88%、12.38%。敏感性較強的區域主要分布在山區林地；敏感性較弱的區域主要分布在沿江流域的平原和盆地。

圖4 閩侯縣人類活動生態敏感性分級

土地利用類型的生態敏感性整體較高(圖4B、表3)。高敏感區(水域4.36%)集中分布在閩江、閩江南港和大樟溪；較高敏感區(林地64.04%)集中分布在西南和東北山區；中敏感區(草地12.01%)集中分布在建成區和西北、西南、東北部的山麓地區及平原、盆地地區；較低敏感區(耕地、裸地15.29%)集中分布在西北部山區、閩江上游和烏龍江西側的建成區；低敏感區(人造地表4.3%)集中分布在閩江分叉口的南北兩側和烏龍江的西側。道路緩沖區整體生態敏感性不高(圖4C、表3),緩沖區占縣域總面積的32.79%,區域生態敏感性從高到低面積占比分別為6.02%、6.63%、7.37%、8.19%、4.59%。

表3 閩侯縣各生態敏感性因子分級面積比例

3.2 綜合敏感性分析

將綜合評價結果按照自然斷點法(Natural Breaks,NB)進行重分類,劃分為5個等級區域,即高敏感區、較高敏感區、中敏感區、較低敏感區、低敏感區(圖5)。各級區域所占全縣面積的比例如表4所示。閩侯縣整體生態敏感性較高,生態敏感性等級呈自流域、建成區向南北兩側以及西側的山區逐漸發散性升高的趨勢。高敏感性地區主要分布在東北、西南山區以及森林公園、濕地公園等自然環境較好的區域,具體分布在北部的大湖鄉山區、延坪鄉西部山區以及洋里鄉南北部山區,中部的鴻尾鄉、竹岐鄉、上街鎮的西南部和旗山國家森林公園以及三疊井森林公園；中度敏感區主要分布在山麓地區和流域周邊,整體空間分布較為平均；敏感性較弱地區主要分布在人類活動痕跡相對較多的區域,如流域兩旁的建成區以及山間盆地等。

圖5 閩侯縣生態敏感性綜合分級

表4 閩侯縣綜合生態敏感性分析結果

3.3 生態分區與開發建議

根據研究結果,將閩侯縣初步劃分為生態保育區、生態緩沖管制區和開發建設區3類生態功能區(圖6)。

圖6 閩侯縣生態功能區劃

生態保育區集中分布在海拔較高,地形較陡的山區。該區生態敏感性較高,生態系統易受到外界影響而誘發環境問題且修復難度大。開發時應依據保育區內具體情況設定生態紅線,對內部開發活動進行嚴格把控；保護方面應對森林資源做好建檔和更新工作,健全“三防”體系加大監管力度。

生態緩沖管制區集中于閩侯縣的山麓地帶及流域周邊等人類干擾較為頻繁的地帶。該區生態敏感性適中,生態系統相對較為穩定但受人為干擾而出現環境問題的可能性較大。對此區域進行規劃開發時,應盡可能保證其原有生態環境和景觀資源的完整性和連續性,同時要加強對于人類干擾活動諸如污染物排放、旅游開發等活動的管控,盡可能減少人為破壞。

開發建設區集中于閩江流域、烏龍江流域以及大樟溪流域附近。該區生態敏感性低、城市化水平高,由于地形地勢平坦且靠近主要水源因此人類活動較多。此類區域往往環境問題頻發,在開發時應重視生態系統承載力閾值的考慮,統籌考慮短期收益與長期可持續發展兩方面,在基于對場地環境、生態承載力、土地適宜性等定量評估和內在作用機制充分認識的基礎上,選擇合適的開發項目。

4 討論與結論

4.1 討論

根據研究結果,在生態敏感性評價模型上,高敏感區面積占比較大的因子主要集中在地形地貌和植被兩個方面,其原因在于閩侯縣內部山地眾多且占地較廣,約占總面積的69.9%,山地間連接性較好,為當地植被提供了良好的生長環境；水系方面,閩侯縣現存徑流長度較短且水域面積相對較小,因而水系生態敏感性較弱；人類活動方面,閩侯縣臺地平原較少,僅占土地總面積的18.3%,客觀上限制了當地城市化的蔓延發展和人類的活動范圍,同時后期城市發展格局的合理規劃也對維持當地生態系統的完整性起到了很大作用,因此敏感性程度較小。

閩侯縣整體生態敏感性較高,敏感性較強的區域主要集中于海拔較高且生態資源豐富的區域,敏感性較低的區域集中于地形平坦且靠近水源的地區,土地類型多為建設用地和農田。在等級分布趨勢上,綜合評價結果與地形地貌、植被、人類活動因子評價結果大致相同,與水系因子結果存在一定差異,其原因在于植被、地形地貌、人類活動評價因子在空間區域等級分布上的一致性,使水系因子在綜合評價中權重相對減小。

對比相關市域、縣域生態敏感性研究結果,市域、縣域尺度的綜合高敏感區往往集中分布在區域內的山區和植被覆蓋度較高的地區[2,9],這與本研究結果一致,地形地貌和植被在評價體系中所占權重較高。相較于流域尺度,生態高敏感區則多集中于水域及其外圍,土地類型與水域等環境因子的評價所占權重往往較高[10-11],這種差異可歸因于不同空間尺度上內部優勢景觀類型不同,同時不同目標導向的生態敏感性評價體系制定對最終的研究結果也有著較大影響。

4.2 結論

研究基于最優組合賦權法對生態敏感性評價體系進行優化,選取縣域尺度開展生態敏感性評價與生態區劃,得出如下結論:閩侯縣地形地貌和植被相較于水體和人類活動因子所占高敏感面積區域更大,在空間分布趨勢上除水系外皆與綜合敏感性評價結果一致。閩侯縣綜合生態敏感性整體較高,敏感性等級趨勢上呈自中部流域向東北、西南逐漸增高。生態區劃結果中各區分離度較高,生態保育區分布最廣且連續性較強,主要位于域內的山地地區；生態緩沖管制區空間分布較為零散,集中于山麓和河流地區；開發建設區則主要以城市建成區為主。