基于土地利用格局變化的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)與固碳功能評(píng)價(jià)*——以河北省黃驊市為例

劉建華, 許 皞,**, 王 耀, 李 航, 沈文東

?

基于土地利用格局變化的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)與固碳功能評(píng)價(jià)*——以河北省黃驊市為例

劉建華1, 許 皞1,2**, 王 耀3, 李 航2, 沈文東2

(1. 河北農(nóng)業(yè)大學(xué)國(guó)土資源學(xué)院 保定 071000; 2. 河北農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院 保定 071000; 3. 河北農(nóng)業(yè)大學(xué)商學(xué)院 保定 071000)

土地利用格局的變化會(huì)引起區(qū)域生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)和固碳功能的變化。本文以河北省黃驊市為例, 以1995年、2005年和2015年遙感影像為基礎(chǔ)數(shù)據(jù), 基于土地利用格局變化構(gòu)建生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù), 利用InVEST模型分析碳儲(chǔ)量服務(wù)變化, 并對(duì)二者進(jìn)行相關(guān)性分析, 以期為土地資源的合理利用提供科學(xué)依據(jù)。結(jié)果表明: 1)1995—2015年, 黃驊市主要土地利用類型為耕地、鹽堿地和建設(shè)用地, 對(duì)比2015年和1995年的結(jié)果發(fā)現(xiàn), 耕地、草地和建設(shè)用地破碎度和分離度增加, 園地和鹽堿地分離度和破碎度降低; 園地和鹽堿地?fù)p失度指數(shù)降低, 而其他土地利用類型損失度指數(shù)增加。2)1995年、2005年和2015年黃驊市生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)總和分別為12.58、10.32和11.10, 生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)區(qū)以較低風(fēng)險(xiǎn)區(qū)和高風(fēng)險(xiǎn)區(qū)為主, 較低風(fēng)險(xiǎn)區(qū)面積逐漸增加且向南部集中, 高風(fēng)險(xiǎn)區(qū)面積逐漸減少且向中部和東部海岸帶集中。3)InVEST模擬結(jié)果表明, 研究期間黃驊市碳儲(chǔ)量呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢(shì), 1995年、2005年和2015年黃驊市的碳儲(chǔ)量分別為2 387.05萬(wàn)t、2 491.51萬(wàn)t和2 028.86萬(wàn)t, 3年的碳密度分別為107.63 t?hm-2、112.34 t?hm-2和93.16 t?hm-2, 各土地利用類型碳儲(chǔ)量的變化情況與各自面積的變化情況有較高的一致性。4)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)變化與碳儲(chǔ)量服務(wù)變化的相關(guān)性分析結(jié)果表明, 1995—2005年和2005—2015年二者相關(guān)性的決定系數(shù)分別為0.69和0.72(<0.01), 呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系, 表明生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)變化在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)中應(yīng)用的可能。基于土地利用格局變化對(duì)黃驊市生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)和碳儲(chǔ)量進(jìn)行評(píng)價(jià), 對(duì)于其實(shí)現(xiàn)土地資源可持續(xù)利用和區(qū)域生態(tài)環(huán)境改善具有重要意義。

土地利用格局; 生態(tài)風(fēng)險(xiǎn); 碳儲(chǔ)量; 生態(tài)系統(tǒng)服務(wù); InVEST模型

生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)是對(duì)生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能正在受到或?qū)?lái)可能受到的危害或脅迫進(jìn)行表征的一種評(píng)估方法[1]。土地利用是人類對(duì)土地資源付出勞動(dòng)以獲取報(bào)酬的一種行為方式, 它不僅會(huì)對(duì)土地本身產(chǎn)生影響, 還會(huì)改變大氣、水文和植被等要素, 對(duì)與土地有關(guān)的整個(gè)生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生影響[2], 因此, 如何管控土地利用所帶來(lái)的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)與合理利用土地資源已成為研究熱點(diǎn)[3]。人類的社會(huì)經(jīng)濟(jì)活動(dòng)對(duì)土地生態(tài)系統(tǒng)的影響愈來(lái)愈大, 生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)為土地格局變化引起的生態(tài)效應(yīng)的定量化評(píng)估帶來(lái)了新思路, 成為當(dāng)今管控區(qū)域環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)的一種重要科學(xué)手段。目前, 主要有兩種評(píng)價(jià)土地利用引起的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的思路: 一是基于風(fēng)險(xiǎn)源匯理論的傳統(tǒng)評(píng)價(jià)方法, 即“源分析—受體評(píng)價(jià)—暴露及危害評(píng)價(jià)—風(fēng)險(xiǎn)表征”的模式。二是基于景觀生態(tài)學(xué)理論進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估。因?yàn)榇蠖鄶?shù)評(píng)價(jià)指標(biāo)難以獲取或不易量化, 所以現(xiàn)在的土地生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)大多停留在地類的尺度, 即基于土地利用類型進(jìn)行土地利用的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[4-5]。雖難以落實(shí)到地塊尺度, 但與第1種模式相比, 第2種模式既可對(duì)區(qū)域生態(tài)狀況進(jìn)行定量評(píng)價(jià), 也可從時(shí)間和空間上描述生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)變化[6]。

傅伯杰等[7]指出生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)受土地利用類型的影響, 并對(duì)不同的土地利用類型、土地利用格局變化和不同利用強(qiáng)度3個(gè)方面引起的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)變化進(jìn)行分析。當(dāng)前主要從能值、價(jià)值量和物質(zhì)量等角度測(cè)算生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值[8-9], 評(píng)價(jià)土地利用格局變化帶來(lái)的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[10]。在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)中引入生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)這一方面的研究還相對(duì)較少, 現(xiàn)有的研究也只進(jìn)行理論的探討, 只是將生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)作為評(píng)價(jià)過(guò)程的一個(gè)階段?？爹i等[11]提出可在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)中引入生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的思考, 以對(duì)傳統(tǒng)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)進(jìn)行補(bǔ)充。土地利用格局變化后會(huì)引起生態(tài)風(fēng)險(xiǎn), 同時(shí)也會(huì)對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)產(chǎn)生影響, 基于此可考慮對(duì)二者的相關(guān)性進(jìn)行分析, 彭建等[12]提出可將生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值引入景觀生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)中, 作為評(píng)判生態(tài)系統(tǒng)效益的重要依據(jù)。

利用InVEST(Integrated Valuation of Ecosystem Services and Trade-offs)模型測(cè)算生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值已較為成熟[13-14], 可對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值進(jìn)行空間化評(píng)估是該模型的特點(diǎn)之一?，F(xiàn)階段, 通過(guò)該模型對(duì)生態(tài)服務(wù)功能的研究主要包括水源涵養(yǎng)、物種豐富度和固碳功能等幾個(gè)方面[15-16]。社會(huì)經(jīng)濟(jì)的發(fā)展對(duì)一個(gè)區(qū)域的土地利用格局產(chǎn)生巨大影響, 利用InVEST模型對(duì)不同土地利用類型下的碳儲(chǔ)量進(jìn)行模擬, 以此來(lái)說(shuō)明對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的影響。

近年來(lái), 河北省黃驊市社會(huì)經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展、人口增長(zhǎng)迅速以及城鎮(zhèn)化水平的不斷提高使得黃驊市土地利用格局發(fā)生了較大變化。本文以黃驊市為例, 利用ENVI4.7軟件獲得黃驊市1995年、2005年和2015年遙感影像圖, 通過(guò)網(wǎng)格法劃分生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)小區(qū), 基于景觀格局指數(shù)構(gòu)建生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)體系, 實(shí)現(xiàn)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的定量、空間化評(píng)價(jià), 分析土地利用格局變化對(duì)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的影響; 選取土地利用格局的改變對(duì)碳儲(chǔ)量的擾動(dòng)為生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的評(píng)價(jià)指標(biāo), 利用InVEST模型分析基于土地利用格局變化的碳儲(chǔ)量服務(wù)的變化, 并對(duì)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)變化和碳儲(chǔ)量服務(wù)變化進(jìn)行相關(guān)性分析, 探討生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)變化應(yīng)用于生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)的可能, 對(duì)黃驊市土地利用格局的調(diào)整與管控土地利用格局變化帶來(lái)的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)意義重大。

1 研究區(qū)概況與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

黃驊市隸屬河北省滄州市, 位于117.08°~117.82°E和38.15°~38.65°N。黃驊市具有地理位置優(yōu)勢(shì), 東面沿渤海, 西面與滄縣、孟村回族自治縣接壤, 南接海興縣, 北接天津, 位于“環(huán)渤?！焙汀碍h(huán)京津”的樞紐地帶, 我國(guó)重點(diǎn)工程項(xiàng)目駐地在黃驊港, 區(qū)域總面積為2 177.83 km2。黃驊市位于華北沖擊平原東部, 地勢(shì)平坦, 平均海拔3~5 m, 自西南向東北傾斜, 主要地貌類型為平原和海岸帶。氣候類型為暖溫帶半濕潤(rùn)大陸性季風(fēng)型氣候, 年均蒸發(fā)量和年均降水量分別約為1 908.7 mm和627 mm, 降水集中在6—8月份, 占到全年降水量70%以上, 歷年平均氣溫為12 ℃, 無(wú)霜期約210 d, 光熱情況良好。土壤類別有潮土、鹽土、沼澤土, 潮土分布最廣, 土壤質(zhì)地為壤土。

1.2 研究方法

1.2.1 數(shù)據(jù)來(lái)源

本研究所采用的遙感數(shù)據(jù), 選擇由美國(guó)陸地衛(wèi)星LandSat獲取的遙感影像作為基本信息源, 基本數(shù)據(jù)下載于美國(guó)地質(zhì)調(diào)查局網(wǎng)站和我國(guó)地理空間數(shù)據(jù)云。本研究利用軟件ENVI4.7對(duì)獲取的基礎(chǔ)遙感影像數(shù)據(jù)進(jìn)行處理, 主要是對(duì)其幾何粗校正和影像的裁剪, 以消除其他因素的影響, 裁定所選研究區(qū)域, 使其與標(biāo)準(zhǔn)圖像相符合, 最終獲取了黃驊市1995年、2005年和2015年3期遙感影像數(shù)據(jù)(圖1),行列號(hào)為P122R033, 空間分辨率均為30 m, Tiff柵格格式, 影像數(shù)據(jù)受天氣等自然影響因素較小。通過(guò)混淆矩陣對(duì)解譯的結(jié)果進(jìn)行評(píng)價(jià), 確定分類的精度, 1995年、2005年和2015年3期遙感解譯精度82.36%、88.39%和90.13%。

圖1 1995—2015年黃驊市土地利用類型空間分布圖

非遙感數(shù)據(jù)采用的是2015年黃驊市土地利用現(xiàn)狀調(diào)查圖以及野外實(shí)地調(diào)查采集的數(shù)據(jù)。在2015年7—8月份, 對(duì)黃驊市土地利用情況進(jìn)行實(shí)地調(diào)查, 按照各鄉(xiāng)鎮(zhèn)面積, 平均布設(shè)樣點(diǎn), 野外實(shí)地調(diào)查樣點(diǎn)69個(gè)。依據(jù)全國(guó)土地利用現(xiàn)狀分類, 將黃驊市景觀類型劃分為8類, 包括耕地、園地、草地、建設(shè)用地、鹽田、濕地、鹽堿地和水域。

1.2.2 風(fēng)險(xiǎn)小區(qū)劃分

為了從空間上分析黃驊市生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)值的變化情況, 將研究區(qū)按4 km′4 km的網(wǎng)格進(jìn)行劃分并得到245個(gè)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)小區(qū), 以生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)小區(qū)為基本單位計(jì)算生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù), 分析1995—2015年間黃驊市基于土地利用格局變化的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)變化情況。

1.2.3 景觀生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)構(gòu)建

統(tǒng)計(jì)每個(gè)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)小區(qū)內(nèi)各景觀類型的面積和斑塊數(shù), 計(jì)算得到研究區(qū)內(nèi)各個(gè)景觀類型的破碎度、分離度、優(yōu)勢(shì)度, 通過(guò)分別賦以權(quán)重值, 得到景觀干擾度指數(shù); 通過(guò)專家打分法得到各景觀類型的脆弱度指數(shù), 并以此計(jì)算損失度指數(shù); 最后通過(guò)統(tǒng)計(jì)每個(gè)風(fēng)險(xiǎn)小區(qū)內(nèi)各景觀類型的面積比例, 構(gòu)建生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)模型, 得到各生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)小區(qū)的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)(ecological risk index, ERI)。

1)景觀干擾度指數(shù)

景觀干擾度指數(shù)(S)反映的是外部因素對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的干擾程度, 統(tǒng)計(jì)研究區(qū)內(nèi)各景觀類型的面積和斑塊數(shù), 通過(guò)對(duì)破碎度指數(shù)、分離度指數(shù)和優(yōu)勢(shì)度指數(shù)賦以權(quán)重, 加權(quán)平均得到景觀干擾度指數(shù)。其表達(dá)式為:

式中:C為景觀破碎度指數(shù);N為景觀分離度指數(shù);D為景觀優(yōu)勢(shì)度指數(shù);n為景觀類型的斑塊數(shù);A為景觀類型的總面積, hm2;為景觀總面積, hm2;L為景觀的斑塊數(shù)/斑塊總數(shù);P為景觀的斑塊面積/總面積;和的值分別反映了景觀破碎度指數(shù)、景觀分離度指數(shù)和景觀優(yōu)勢(shì)度指數(shù)對(duì)景觀所表征的生態(tài)環(huán)境的影響程度,1, 借鑒前人研究成果[17], 分析各指數(shù)對(duì)生態(tài)環(huán)境的貢獻(xiàn),和分別賦以0.5、0.3、0.2的權(quán)重值。但對(duì)于本研究區(qū)而言, 分布有大面積的鹽堿地, 干擾度越大, 其脆弱性越強(qiáng), 因而優(yōu)勢(shì)度更能代表其干擾狀況, 對(duì)、和分別賦以0.3、0.2、0.5的權(quán)重值。

2)景觀脆弱度指數(shù)

景觀脆弱度指數(shù)(F)反映的是不同土地利用類型所代表的生態(tài)系統(tǒng)受到外部影響因素干擾時(shí)的易損程度。生態(tài)系統(tǒng)對(duì)外部干擾因素的抵御能力越強(qiáng), 表示生態(tài)系統(tǒng)的脆弱度越小, 說(shuō)明該系統(tǒng)的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)值較小。不同土地利用類型所代表的生態(tài)系統(tǒng)對(duì)外界干擾能力的大小與其自身結(jié)構(gòu)的復(fù)雜程度有關(guān), 當(dāng)一個(gè)生態(tài)系統(tǒng)處于演替的初級(jí)階段, 其結(jié)構(gòu)較為簡(jiǎn)單, 功能較少, 物種豐富度較低, 因此抵抗外界干擾的能力較小, 較為脆弱。根據(jù)所選研究區(qū)生態(tài)環(huán)境狀況, 并參考其他相關(guān)研究, 采用專家打分法, 將研究區(qū)各土地利用類型的脆弱性由低到高排列: 建設(shè)用地、草地、園地、耕地、水域、濕地、鹽堿地、鹽田, 各景觀類型的脆弱度指數(shù)F歸一化處理后分別為0.02、0.08、0.10、0.12、0.14、0.15、0.18和0.21。

3)景觀損失度指數(shù)

每一景觀類型的景觀損失度指數(shù)R, 可以表示為以下公式:

式中:S是景觀干擾指數(shù),F是景觀脆弱度指數(shù)。

4)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)

根據(jù)所選研究區(qū)范圍, 按4 km′4 km的矩形對(duì)研究區(qū)進(jìn)行劃分, 共形成245個(gè)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)小區(qū), 利用以下公式對(duì)每個(gè)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)小區(qū)的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)進(jìn)行計(jì)算:

式中: ERI為景觀生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù),為生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)小區(qū)內(nèi)景觀類型數(shù)量,A為生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)小區(qū)類景觀類型的面積,為生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)小區(qū)的總面積。

1.2.4 基于InVEST模型的碳儲(chǔ)量服務(wù)模擬

通過(guò)分析1995—2015年黃驊市土地利用格局變化, 利用InVEST模型中的碳儲(chǔ)量模塊分析黃驊市20年間固碳功能變化。InVEST模型碳儲(chǔ)量模塊根據(jù)土地利用現(xiàn)狀圖分地類匯總不同碳庫(kù)的固碳量, 從而得到研究區(qū)的總固碳量。

模型中相關(guān)參數(shù)處理與計(jì)算: 基礎(chǔ)數(shù)據(jù)為研究區(qū)土地利用現(xiàn)狀圖以及土地利用現(xiàn)狀圖中每種地類的地上部分碳密度、地下部分碳密度、土壤碳密度和死亡有機(jī)碳密度; 1995年、2005年和2015年黃驊市的土地利用類型圖通過(guò)遙感解譯獲得, 并根據(jù)模型需要將土地利用現(xiàn)狀圖處理成對(duì)應(yīng)地類代碼的GIS柵格數(shù)據(jù)集, 不同土地利用類型的地上部分碳密度、地下部分碳密度、土壤碳密度和死亡有機(jī)碳的碳密度數(shù)據(jù)通過(guò)查閱相關(guān)文獻(xiàn)[18-20]獲得(表1)。通過(guò)模型模擬獲得黃驊市3年的總碳儲(chǔ)量和碳密度, 分析黃驊市1995—2015年間固碳功能的變化。

表1 黃驊市不同土地利用類型碳密度參數(shù)

地上部分碳密度、地下部分碳密度和土壤碳密度參考李克讓等[18]的研究; 死亡有機(jī)碳密度參考湯潔等[20]研究。Aboveground carbon density, underground carbon density and soil carbon density refer to the study of LI Kerang, et al[18]; Death organic carbon refers to the study of TANG Jie, et al[20].

2 結(jié)果與分析

2.1 景觀格局指數(shù)變化

黃驊市土地利用類型多樣, 1995—2015年不同類型面積發(fā)生了不同程度的變化(表2)。1995—2015年, 耕地、草地、濕地和鹽堿地面積明顯減少, 其中, 耕地和濕地減少較多, 耕地和濕地占行政區(qū)的面積分別由1995年的36.84%和5.32%降為2015年的35.85%和4.20%, 分別下降0.99%和1.12%; 建設(shè)用地和鹽田的面積顯著增加, 兩者分別從1995年的388.19 km2和131.12 km2增加到2015年的418.61 km2和170.03 km2; 園地和水域面積略有增加。

表2 1995—2015年黃驊市不同土地類型面積統(tǒng)計(jì)

利用公式(1)和公式(2)計(jì)算出黃驊市景觀格局指數(shù)(表3)。由表3可以得出, 1995—2015年耕地和建設(shè)用地的斑塊數(shù)呈增加的趨勢(shì), 分別從1995年的1 653個(gè)斑塊和252個(gè)斑塊增加到2015年的2 319個(gè)斑塊和703個(gè)斑塊, 二者的破碎度和分離度增加, 說(shuō)明人類活動(dòng)對(duì)兩種土地利用類型的影響較為明顯; 鹽堿地的斑塊數(shù)量顯著減少, 從1995年的1 206個(gè)減少到2015年的635個(gè), 破碎度和分離度均降低, 反映出黃驊市在鹽堿地治理上取得了一定成效; 其他用地類型的斑塊數(shù)量變化不大。

黃驊市各個(gè)土地利用類型的干擾度指數(shù)和損失度指數(shù)如表3所示。從整體上看, 1995—2015年, 干擾度指數(shù)較高的是耕地、園地、草地和鹽堿地; 其中, 園地和草地干擾度指數(shù)較高的原因是兩者的面積最少, 與其他類型相比分離度較高, 耕地和鹽堿地干擾度指數(shù)較高的原因是兩者的斑塊數(shù)最多, 破碎度較高。研究期間的變化趨勢(shì)是, 建設(shè)用地干擾度指數(shù)呈增加的趨勢(shì), 鹽堿地的干擾度指數(shù)呈降低的趨勢(shì), 主要是近年來(lái)黃驊市對(duì)鹽堿地的治理卓有成效, 使鹽堿地面積大幅減少且分布趨于集中。1995—2015年各景觀類型損失度指數(shù)的變化趨勢(shì)相同。

表3 1995—2015年黃驊市不同土地利用類型的景觀格局指數(shù)的變化

2.2 生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

利用公式(3), 計(jì)算各個(gè)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)小區(qū)的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)值(圖2)。1995年、2005年和2015年, 黃驊市生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)值綜合分別為12.58、10.32和11.10, 各生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)小區(qū)內(nèi)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)值范圍分別為0.01~0.09、0.01~0.08和0.01~0.09。研究期間, 黃驊市綜合生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)先降低后略有增高, 各生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)小區(qū)的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)變化在-0.06~0.05。1995—2005年間, 黃驊市綜合生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)值降低的主要原因是鹽堿地面積減少且斑塊數(shù)量減少; 2005—2015年間, 黃驊市綜合生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)值略有增高, 主要原因是建設(shè)用地面積增加, 城鎮(zhèn)化步伐加快, 人類的社會(huì)經(jīng)濟(jì)活動(dòng)對(duì)各種景觀類型的生態(tài)系統(tǒng)擾動(dòng)較大。

從圖2可以看出, 黃驊市生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)分布與土地利用格局有較大關(guān)系。低風(fēng)險(xiǎn)區(qū)的土地利用類型以草地和園地為主, 這是因?yàn)椴莸睾蛨@地生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)較為穩(wěn)定, 抵抗外界干擾能力較強(qiáng), 受人類活動(dòng)影響較小; 較低風(fēng)險(xiǎn)區(qū)主要土地利用類型為耕地, 耕地雖受人類活動(dòng)影響比較強(qiáng)烈, 但分布面積廣, 生態(tài)系統(tǒng)較為穩(wěn)定, 總體上生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)較低; 風(fēng)險(xiǎn)高的區(qū)域集中分布于建設(shè)用地和鹽堿地, 建設(shè)用地風(fēng)險(xiǎn)較高主要是受人類活動(dòng)的影響, 外部因素干擾較為強(qiáng)烈, 鹽堿地生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)較高主要是與其自身生態(tài)脆弱性有關(guān)。研究期初, 高風(fēng)險(xiǎn)區(qū)和較高風(fēng)險(xiǎn)區(qū)分布較為廣泛, 隨著對(duì)鹽堿地的治理, 后集中分布于中部和東部海岸帶。較低生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)區(qū)在研究期初分布較為分散, 期末主要分布于南部。

為了便于比較1995—2015年黃驊市生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的空間差異, 參考其他相關(guān)研究[20-21], 采用等間距法的劃分方法對(duì)黃驊市生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)值進(jìn)行劃分: 低生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)(ERI≤0.02), 較低生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)(0.020.05)共5個(gè)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí), 并對(duì)研究區(qū)內(nèi)各生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)的分布面積進(jìn)行統(tǒng)計(jì)(圖3)。

圖2 1995—2015年黃驊市生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)的空間分布特征

圖3 1995—2015年黃驊市生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)面積比例

統(tǒng)計(jì)結(jié)果表明, 1995—2015年間, 黃驊市各生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)有了較大變化: 1995年, 黃驊市生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)以較低和高生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)為主, 兩者分別占研究區(qū)面積的42.5%和43.9%; 1995—2005年, 較低風(fēng)險(xiǎn)區(qū)的面積增加了9.6%, 高風(fēng)險(xiǎn)區(qū)的面積減少了10.8%, 變化較為劇烈; 2005—2015年, 較低風(fēng)險(xiǎn)區(qū)面積繼續(xù)增加, 高風(fēng)險(xiǎn)區(qū)的面積繼續(xù)減少, 最終兩者占研究區(qū)的面積分別為53.8%和29.0%。研究期間總的變化趨勢(shì)是, 較低風(fēng)險(xiǎn)區(qū)面積持續(xù)增多而高風(fēng)險(xiǎn)面積呈減少的趨勢(shì), 主要原因是與耕地和鹽堿地的面積變化有關(guān)。研究期間低生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)、中生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)和較高生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)的面積變化不大。

2.3 基于土地利用格局變化的碳儲(chǔ)量評(píng)價(jià)

利用InVEST模型的碳儲(chǔ)量模塊計(jì)算黃驊市1995—2015年的的碳儲(chǔ)量, 分析其總碳儲(chǔ)量和碳密度。結(jié)果表明, 1995年、2005年和2015年黃驊市總碳儲(chǔ)量分別為2 387.05萬(wàn)t、2 491.51萬(wàn)t和2 028.86萬(wàn)t, 碳密度分別為107.63 t·hm-2、112.34 t·hm-2和93.16 t·hm-2。隨著土地利用格局的變化, 1995—2005年, 黃驊市碳儲(chǔ)量有所增加, 主要原因是鹽堿地面積大量減少, 且主要轉(zhuǎn)化為耕地; 2005—2015年, 黃驊市碳儲(chǔ)量呈減少趨勢(shì), 主要原因是建設(shè)用地大量增加, 且主要來(lái)源是耕地和園地, 且有大量濕地轉(zhuǎn)化為鹽田。土地利用類型的變化引起生態(tài)系統(tǒng)碳儲(chǔ)量的變化, 不同地類之間的相互轉(zhuǎn)化導(dǎo)致生態(tài)系統(tǒng)的固碳功能發(fā)生變化。

如表4所示, 1995—2015年, 黃驊市各土地利用類型中, 碳儲(chǔ)量較高的是耕地、鹽堿地和園地, 其中, 耕地的碳儲(chǔ)量最高, 研究期間的碳儲(chǔ)量分別為889.41萬(wàn)t、947.02萬(wàn)t和715.58萬(wàn)t; 碳密度較高的是園地、草地和耕地, 其中, 園地的碳密度最高, 研究期間的碳密度分別為58 573.98 t·km-2、56 979.27 t·km-2和 45 879.31 t·km-2。結(jié)合表2, 研究期間各土地利用類型的碳儲(chǔ)量與其各自面積的大小有關(guān), 且與面積變化的趨勢(shì)保持較高的一致性。

表4 1995—2015年黃驊市不同土地利用類型碳儲(chǔ)量和碳密度

2.4 生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)和碳儲(chǔ)量變化的關(guān)系

將黃驊市1995—2015年各風(fēng)險(xiǎn)小區(qū)的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)變化與碳儲(chǔ)量變化進(jìn)行相關(guān)性分析, 得到1995—2005年和2005—2015年二者相關(guān)性的決定系數(shù)分別為0.69和0.72(<0.01), 表明二者具有顯著的相關(guān)關(guān)系。利用Excel的數(shù)據(jù)分析功能對(duì)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)變化和碳儲(chǔ)量變化做線性擬合(圖4), 根據(jù)擬合結(jié)果可以看出生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)變化與碳儲(chǔ)量變化呈現(xiàn)明顯負(fù)相關(guān)。除少部分風(fēng)險(xiǎn)小區(qū)內(nèi)碳儲(chǔ)量服務(wù)隨著生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的增高而增高, 隨著生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的降低而降低外, 大部分風(fēng)險(xiǎn)小區(qū)內(nèi)隨著生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的升高, 碳儲(chǔ)量服務(wù)降低。且大部分點(diǎn)集中分布于坐標(biāo)原點(diǎn)附近, 說(shuō)明1995—2015年間大多數(shù)風(fēng)險(xiǎn)小區(qū)內(nèi)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)和碳儲(chǔ)量服務(wù)變化不大。

圖4 1995—2005年(a)和2005—2015年(b)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)變化與碳儲(chǔ)量變化關(guān)系

圖4的線性擬合結(jié)果表明, 土地利用格局變化引起的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)降低可直接表現(xiàn)為碳儲(chǔ)量服務(wù)的增加, 而生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的升高則表現(xiàn)為碳儲(chǔ)量服務(wù)的減少。生態(tài)系統(tǒng)的固碳功能是衡量氣候調(diào)節(jié)功能的一個(gè)重要指標(biāo), 是生態(tài)系統(tǒng)重要的服務(wù)功能之一, 因此, 土地利用格局變化引起的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)變化可以通過(guò)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的變化來(lái)體現(xiàn), 可考慮在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)中引入生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)評(píng)價(jià)。

3 討論與結(jié)論

3.1 討論

本文基于景觀生態(tài)學(xué)的理論進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估, 實(shí)現(xiàn)了對(duì)研究區(qū)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的定量化和空間化評(píng)價(jià), 利用InVEST模型測(cè)算了研究區(qū)3期的碳儲(chǔ)量, 在此基礎(chǔ)上, 進(jìn)行了生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)變化與生態(tài)服務(wù)變化的相關(guān)性分析。目前, 利用損失度指數(shù)和景觀類型的面積比例構(gòu)建生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)的研究較為常見[22-23], 相關(guān)方面的研究也已較為成熟, 表明可基于景觀格局理論來(lái)進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)。碳儲(chǔ)量是目前研究氣候變化的熱點(diǎn)之一, 碳儲(chǔ)量變化與人類活動(dòng)及土地利用變化之間有密切的關(guān)系[24], 土地利用格局變化影響四大碳庫(kù)(地上生物量、地下生物量、土壤和死亡有機(jī)質(zhì))的碳密度。黃卉[25]利用InVEST模型實(shí)現(xiàn)了武安市碳儲(chǔ)量的測(cè)算, 利用InVEST模型進(jìn)行生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值評(píng)估較為行之有效。

生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)和生態(tài)服務(wù)價(jià)值測(cè)算是目前關(guān)于生態(tài)問(wèn)題研究的兩個(gè)熱點(diǎn)問(wèn)題, 但較為常見的是對(duì)這兩個(gè)問(wèn)題單獨(dú)進(jìn)行研究, 將兩者結(jié)合起來(lái)進(jìn)行考慮還較為少見?？爹i等[11]從理論上提出了將生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)引入生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià), 但目前針對(duì)該方面的實(shí)證研究還較少。本文基于土地利用格局變化進(jìn)行了生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)變化和碳儲(chǔ)量變化的相關(guān)性分析, 并取得了較為理想的結(jié)果。受獲取數(shù)據(jù)限制, 本研究利用InVEST模型對(duì)碳儲(chǔ)量變化進(jìn)行模擬, 并初步探究生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)變化和生態(tài)服務(wù)變化之間的關(guān)系, 沒(méi)有對(duì)水源涵養(yǎng)、土壤保持等其他生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能進(jìn)行分析, 這是本文的不足之處, 今后應(yīng)增加其他生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的分析, 以期更好地服務(wù)于生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)。

3.2 結(jié)論

社會(huì)經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展引起土地利用格局的變化, 本文以黃驊市為研究對(duì)象, 以黃驊市1995年、2005年和2015年遙感影像為基礎(chǔ)數(shù)據(jù), 基于土地利用格局變化進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià), 并利用InVEST模型對(duì)黃驊市的固碳功能進(jìn)行分析, 得出以下結(jié)論:

1)1995—2015年, 耕地、鹽堿地和建設(shè)用地為黃驊市的主要用地類型。研究期間, 耕地和建設(shè)用地斑塊數(shù)量逐漸增多, 導(dǎo)致耕地和建設(shè)用地的破碎度和分離度增大; 較其他地類相比, 鹽堿地破碎度降低, 且斑塊數(shù)量減少最多, 說(shuō)明近些年黃驊市鹽堿地的治理效果顯著。

2)基于土地利用格局變化的區(qū)域生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)變化: 1995—2015年, 黃驊市生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)總和分別為12.58、10.32和11.10。隨著鹽堿地的治理, 黃驊市生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)降低, 但近年來(lái)建設(shè)用地和鹽田增加、濕地的大量減少又使研究區(qū)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)增加; 生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)以較低風(fēng)險(xiǎn)區(qū)和高風(fēng)險(xiǎn)區(qū)為主, 且較低風(fēng)險(xiǎn)區(qū)面積逐漸增加且向南部集中, 高風(fēng)險(xiǎn)區(qū)面積逐漸減少且向中部和東部海岸帶集中。

3)基于土地利用格局變化的碳儲(chǔ)量變化: 研究期間黃驊市碳儲(chǔ)量分別為2 387.05萬(wàn)t、2 491.51萬(wàn)t和2 028.86萬(wàn)t, 呈先上升后下降的趨勢(shì), 碳密度分別為107.63 t?hm-2、112.34 t?hm-2和93.16 t?hm-2。1995—2005年, 大量鹽堿地轉(zhuǎn)化為耕地, 致使碳儲(chǔ)量增加; 2005—1995年, 耕地和園地大量轉(zhuǎn)化為建設(shè)用地, 且鹽田面積增加, 導(dǎo)致黃驊市碳儲(chǔ)量呈減少趨勢(shì)。各土地利用類型碳儲(chǔ)量的變化情況與各自面積的變化情況有較高的一致性。

4)黃驊市碳儲(chǔ)量服務(wù)變化與生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)變化有顯著相關(guān)性, 二者呈負(fù)相關(guān), 土地利用格局變化引起的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)降低可直接表現(xiàn)為碳儲(chǔ)量服務(wù)的升高, 而生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的升高可體現(xiàn)為碳儲(chǔ)量服務(wù)的降低, 生態(tài)系統(tǒng)的固碳功能能是生態(tài)系統(tǒng)重要的服務(wù)功能之一, 基于此可考慮將生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)評(píng)價(jià)引入生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)之中。

[1] HUNSAKER C T, GRAHAM R L, SUTER Ⅱ G W, et al. Assessing ecological risk on a regional scale[J]. Environmental Management, 1990, 14(3): 325–332

[2] 傅伯杰, 陳利頂, 王軍, 等. 土地利用結(jié)構(gòu)與生態(tài)過(guò)程[J]. 第四紀(jì)研究, 2003, 23(3): 247–255 FU B J, CHEN L D, WANG J, et al. Land use structure and ecological process[J]. Quaternary Sciences, 2003, 23(3): 247–255

[3] 劉紀(jì)遠(yuǎn), 匡文慧, 張?jiān)鱿? 等. 20世紀(jì)80年代末以來(lái)中國(guó)土地利用變化的基本特征與空間格局[J]. 地理學(xué)報(bào), 2014, 69(1): 3–14 LIU J Y, KUANG W H, ZHANG Z X, et al. Spatiotemporal characteristics, patterns and causes of land use changes in China since the late 1980s[J]. Acta Geographica Sinica, 2014, 69(1): 3–14

[4] 肖楊, 毛顯強(qiáng). 區(qū)域景觀生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)空間分析[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2006, 26(5): 623–626 XIAO Y, MAO X Q. Spatial analysis of regional landscape ecological risk[J]. China Environmental Science, 2006, 26(5): 623–626

[5] 曾輝, 劉國(guó)軍. 基于景觀結(jié)構(gòu)的區(qū)域生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)分析[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 1999, 19(5): 454–457 ZENG H, LIU G J. Analysis of regional ecological risk based on landscape structure[J]. China Environmental Science, 1999, 19(5): 454–457

[6] 巫麗蕓. 區(qū)域景觀生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)管理研究[D]. 福州: 福建師范大學(xué), 2004 WU L Y. The study of regional landscape ecological risk assessment and the environmental risk management countermeasure[D]. Fuzhou: Fujian Normal University, 2004

[7] 傅伯杰, 張立偉. 土地利用變化與生態(tài)系統(tǒng)服務(wù): 概念、方法與進(jìn)展[J]. 地理科學(xué)進(jìn)展, 2014, 33(4): 441–446 FU B J, ZHANG L W. Land-use change and ecosystem services: Concepts, methods and progress[J]. Progress in Geography, 2014, 33(4): 441–446

[8] 歐陽(yáng)志云, 王效科, 苗鴻. 中國(guó)陸地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能及其生態(tài)經(jīng)濟(jì)價(jià)值的初步研究[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 1999, 19(5): 607–613 OUYANG Z Y, WANG X K, MIAO H. Preliminary study on terrestrial ecosystem services and its ecological economic value in China[J]. Acta Ecologica Sinica, 1999, 19(5): 607–613

[9] 謝高地, 張彩霞, 張雷明, 等. 基于單位面積價(jià)值當(dāng)量因子的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值化方法改進(jìn)[J]. 自然資源學(xué)報(bào), 2015, 30(8): 1243–1254 XIE G D, ZHANG C X, ZHANG L M, et al. Improvement of the evaluation method for ecosystem service value based on per unit area[J]. Journal of Natural Resources, 2015, 30(8): 1243–1254

[10] CAO S J, LI C, CAO S H, et al. Change in ecosystem service value arising from land consolidation planning in Anhui Province[J]. Asian Agricultural Research, 2013, 5(1): 13–16

[11] 康鵬, 陳衛(wèi)平, 王美娥. 基于生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2016, 36(5): 1192–1203 KANG P, CHEN W P, WANG M E. Advances in ecosystem service-based ecological risk assessment[J]. Acta Ecologica Sinica, 2016, 36(5): 1192–1203

[12] 彭建, 黨威雄, 劉焱序, 等. 景觀生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)研究進(jìn)展與展望[J]. 地理學(xué)報(bào), 2015, 70(4): 664–677 PENG J, DANG W X, LIU Y X, et al. Review on landscape ecological risk assessment[J]. Acta Geographica Sinica, 2015, 70(4): 664–677

[13] 賈芳芳. 基于InVEST模型的贛江流域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能評(píng)估[D]. 北京: 中國(guó)地質(zhì)大學(xué)(北京), 2014 JIA F F. InVEST model based ecosystem services evaluation with case study on Ganjiang River Basin[D]. Beijing: China University of Geosciences (Beijing), 2014

[14] 韓晉榕. 基于InVEST模型的城市擴(kuò)張對(duì)碳儲(chǔ)量的影響分析[D]. 長(zhǎng)春: 東北師范大學(xué), 2013 HAN J R. The impact of urban sprawl on carbon stocks based on the InVEST model[D]. Changchun: Northeast Normal University, 2013

[15] LI X W, LI M D, DONG S K, et al. Temporal-spatial changes in ecosystem services and implications for the conservation of alpine rangelands on the Qinghai-Tibetan Plateau[J]. The Rangeland Journal, 2015, 37(1): 31–43

[16] LEH M D K, MATOCK M D, CUMMINGS E C, et al. Quantifying and mapping multiple ecosystem services change in West Africa[J]. Agriculture Ecosystems & Environment, 2013, 165: 6–18

[17] 艾建超, 趙力, 程龍飛, 等. 土地整理進(jìn)程中鎮(zhèn)賚項(xiàng)目區(qū)景觀格局變化及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[J]. 東北師大學(xué)報(bào): 自然科學(xué)版, 2013, 45(2): 146–152 AI J C, ZHAO L, CHENG L F, et al. A study on landscape pattern change and ecological risk of Zhenlai land consolidation project[J]. Journal of Northeast Normal University: Natural Science Edition, 2013, 45(2): 146–152

[18] 李克讓, 王紹強(qiáng), 曹明奎. 中國(guó)植被和土壤碳貯量[J]. 中國(guó)科學(xué)(D 輯), 2003, 33(1): 72–80 LI K R, WANG S Q, CAO M K. Vegetation and soil carbon storage in China[J]. Science in China (Series D), 2003, 33(1): 72–80

[19] 黃玫, 季勁鈞, 曹明奎, 等. 中國(guó)區(qū)域植被地上與地下生物量模擬[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2006, 26(12): 4156–4163 HUANG M, JI J J, CAO M Q, et al. Modeling study of vegetation shoot and root biomass in China[J]. Acta Ecologica Sinica, 2006, 26(12): 4156–4163

[20] 湯潔, 張楠, 李昭陽(yáng), 等. 吉林西部不同土地利用類型的土壤有機(jī)碳垂向分布和碳密度[J]. 吉林大學(xué)學(xué)報(bào): 地球科學(xué)版, 2011, 41(4): 1151–1156 TANG J, ZHANG N, LI Z Y, et al. Vertical distribution of soil organic carbon and carbon density under different land use types in western Jilin Province[J]. Journal of Jilin University: Earth Science Edition, 2011, 41(4): 1151–1156

[21] 宋珂, 宋喧, 韓濤. 基于景觀結(jié)構(gòu)的經(jīng)濟(jì)發(fā)達(dá)地區(qū)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)——以昆山市為例[J]. 江西農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2015, 27(1): 104–109 SONG K, SONG X, HAN T. Evaluation of ecological risk in developed regions based on landscape structure: A case study of Kunshan City[J]. Acta Agriculturae Jiangxi, 2015, 27(1): 104–109

[22] 胡和兵, 劉紅玉, 郝敬鋒, 等. 流域景觀結(jié)構(gòu)的城市化影響與生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2011, 31(12): 3432–3440 HU H B, LIU H Y, HAO J F, et al. The urbanization effects on watershed landscape structure and their ecological risk assessment[J]. Acta Ecologica Sinica, 2011, 31(12): 3432–3440

[23] 高賓, 李小玉, 李志剛, 等. 基于景觀格局的錦州灣沿海經(jīng)濟(jì)開發(fā)區(qū)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)分析[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2011, 31(12): 3441–3450 GAO B, LI X Y, LI Z G, et al. Assessment of ecological risk of coastal economic developing zone in Jinzhou Bay based on landscape pattern[J]. Acta Ecologica Sinica, 2011, 31(12): 3441–3450

[24] 卿鳳婷, 彭羽. 基于景觀結(jié)構(gòu)的北京市順義區(qū)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)時(shí)空特征[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2016, 27(5): 1585–1593 QING F T, PENG Y. Temporal and spatial characteristics of ecological risk in Shunyi, Beijing, China based on landscape structure[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2016, 27(5): 1585–1593

[25] 黃卉. 基于InVEST模型的土地利用變化與碳儲(chǔ)量研究[D]. 北京: 中國(guó)地質(zhì)大學(xué)(北京), 2015 HUANG H. Research on land use/land cover change and carbon storage based on InVEST model[D]. Beijing: China University of Geosciences (Beijing), 2015

Evaluation of ecological risk and carbon fixation from land use change: A case study of Huanghua City, Hebei Province*

LIU Jianhua1, XU Hao1,2**, WANG Yao3, LI Hang2, SHEN Wendong2

(1. College of Land and Resources, Hebei Agricultural University, Baoding 071000, China; 2. College of Resources and Environmental Science, Hebei Agricultural University, Baoding 071000, China; 3. College of Business Studies, Hebei Agricultural University, Baoding 071000, China)

The rapid development of social economy has had a profound impact on the change of land use pattern. Ecological risk assessment had played an important role in controlling ecological risk and realizing sustainable development. Changes in land use pattern will exert an effect on regional ecological risk and carbon sequestration. Combined evaluation of ecological service value and ecological risk assessment has become the new mode of studying ecological problems. This paper used Huanghua City in Hebei Province, China as a case study and remote sensing images for 1995, 2005 and 2015 as the basic data to analyze this pattern change. While ecological risk index was constructed based on the pattern of change in land use, InVEST was used to analyze the change in carbon storage. Finally, we analyzed the correlation between changes in ecological risk and carbon stock. The purpose of the study was to determine rational utilization of land resources for healthy development of ecological environment. The results showed that: 1) cultivated land, saline land and construction land were the main land use patterns in Huanghua during 1995-2015. Compared 2015 with 1995, the degrees of fragmentation and separation in cultivated land, grassland and construction land increased, while the separation and fragmentation of garden plot and saline land decreased. While the loss index of garden plot and the saline land reduced, that of other land use types increased. 2) Total ecological risks of Huanghua City in 1995, 2005 and 2015 were 12.58, 10.32 and 11.10, respectively. During the study period, low risk and high risk area constituted the main risk areas. The area of the low risk gradually increased and was concentrated in the south. Then the area of high risk gradually decreased and was concentrated in the central and eastern coastal zones. 3) According to InVEST simulation results, the carbon storage in Huanghua City increased and then decreased eventually. In 1995, 2005 and 2015, total carbon storages in Huanghua were 23.870 5 million tons, 24.915 1 million tons and 20.288 6 million tons, with respective carbon densities of 107.63 t?hm-2, 112.34 t?hm-2and 93.16 t?hm-2. Change in carbon storage under each land use pattern was more consistent with change in the corresponding land area. 4) Correlation between changes in ecological risk and carbon stock was significant. The determinants of the correlation between changes in ecological risk and carbon stock in 1995–2005 and 2005–2015 were 0.69 and 0.72 (<0.01), showing a significant negative correlation. It suggested that ecological risk assessment and ecosystem services valuation were concurrently assessable. This was one of the innovative points of the research. The assessment of ecological risk and carbon storage in Huanghua using change in land use pattern was important for the realization of sustainable utilization of land resources and improvements in regional ecological environment.

Land use pattern; Ecological risk; Carbon storage; Ecological system services; InVEST model

, E-mail: xuhao22003@126.com

Oct. 31, 2017;

Apr. 12, 2018

S156.4

A

1671-3990(2018)08-1217-10

10.13930/j.cnki.cjea.170991

* 河北省社會(huì)科學(xué)基金(HB16YJ060)和河北省社會(huì)科學(xué)發(fā)展研究課題(201603120411)資助

許皞, 研究方向?yàn)橥寥缹W(xué)與土地資源可持續(xù)利用。E-mail: xuhao22003@126.com 劉建華, 研究方向?yàn)橥恋刭Y源利用與規(guī)劃。E-mail: liu_jianhua1@163.com

2017-10-31

2018-04-12

* This study was founded by the Social Science Fund of Hebei Province, China (HB16YJ060) and the Hebei Province Social Development Research Project (201603120411).

劉建華, 許皞, 王耀, 李航, 沈文東. 基于土地利用格局變化的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)與固碳功能評(píng)價(jià)——以河北省黃驊市為例[J]. 中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2018, 26(8): 1217-1226

LIU J H, XU H, WANG Y, LI H, SHEN W D. Evaluation of ecological risk and carbon fixation from land use change: A case study of Huanghua City, Hebei Province[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2018, 26(8): 1217-1226