基于土地利用變化的江蘇沿海地區(qū)生態(tài)風(fēng)險格局

許鳳嬌,呂 曉,*

1 曲阜師范大學(xué)地理與旅游學(xué)院,日照 276826 2 國土資源部海岸帶開發(fā)與保護(hù)重點(diǎn)實驗室,南京 210024

生態(tài)風(fēng)險是指一個種群、生態(tài)系統(tǒng)或整個景觀的正常功能受外界脅迫,從而在目前和將來減少該系統(tǒng)內(nèi)部某些要素或其本身的健康、生產(chǎn)力、遺傳結(jié)構(gòu)、經(jīng)濟(jì)價值和美學(xué)價值的可能性[1]。區(qū)域生態(tài)風(fēng)險評價能夠描述和評估區(qū)域尺度上的環(huán)境污染、人為活動或自然災(zāi)害對生態(tài)系統(tǒng)及其結(jié)構(gòu)產(chǎn)生不利影響的可能性[2]。土地作為人類活動的主要空間載體,其開發(fā)和利用是人類與自然交叉最密切的環(huán)節(jié)。土地利用方式的改變能影響生物多樣性,改變生態(tài)系統(tǒng)的生產(chǎn)力和脆弱程度,進(jìn)而影響土地資源的承載功能和生態(tài)系統(tǒng)的服務(wù)功能[3-5]。由此可知,土地利用方式的改變已成為一種影響生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性的人為干擾源,而生態(tài)風(fēng)險評價則立足于一個新的視角來定量地評估土地利用變化所引起的生態(tài)效應(yīng)[6]。目前,學(xué)者們圍繞土地利用變化與環(huán)境因子的關(guān)系[7]、單一土地利用類型的生態(tài)效應(yīng)及其生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值[8-9]、土地利用景觀格局特征與生態(tài)風(fēng)險強(qiáng)度之間的關(guān)系[10]等方面開展了大量相關(guān)研究。國內(nèi)學(xué)者主要從兩方面進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險評價研究：水環(huán)境化學(xué)生態(tài)風(fēng)險評價[11-12]、區(qū)域和景觀生態(tài)風(fēng)險評價[13]。已有學(xué)者針對不同區(qū)域、不同評價目的選擇相關(guān)指標(biāo)、方法和模型,進(jìn)行了大量景觀生態(tài)風(fēng)險評價的探索,并取得了一定成果。如,許妍等[14]通過構(gòu)建區(qū)域生態(tài)風(fēng)險綜合指數(shù),對太湖流域景觀生態(tài)風(fēng)險的時空格局進(jìn)行了分析,同時揭示了不同區(qū)域土地利用類型對生態(tài)風(fēng)險的影響；張月等[15]以新疆艾比湖流域為研究區(qū),以景觀格局指數(shù)為評價指標(biāo),對研究區(qū)生態(tài)風(fēng)險的演化特征進(jìn)行了評估；徐蘭等[16]以洋河流域為研究區(qū)域,從土地利用覆被/變化的視角來研究其對景觀生態(tài)風(fēng)險的影響。景觀生態(tài)風(fēng)險評價不僅能夠揭示區(qū)域整體生態(tài)質(zhì)量的時序變化特征,也可以在空間上分析生態(tài)風(fēng)險的格局特征[17]。目前,學(xué)者們研究區(qū)域生態(tài)風(fēng)險狀況時大多針對城市[7,18-19]、湖泊或河流流域[16,20-21]、三角洲濕地[2,22]、生態(tài)脆弱區(qū)[23]等典型地區(qū),而針對海岸帶、沙漠綠洲等生態(tài)敏感區(qū)的景觀生態(tài)風(fēng)險評價有待繼續(xù)深入。

江蘇沿海地區(qū)作為自然保護(hù)區(qū)和生態(tài)濕地的密集分布區(qū),是生態(tài)環(huán)境保護(hù)的重要領(lǐng)地[24]。自1995年以來,江蘇省實施了“海上蘇東”、“沿海開發(fā)”等一系列發(fā)展戰(zhàn)略來發(fā)展沿海經(jīng)濟(jì)。2009年江蘇沿海開發(fā)規(guī)劃上升為國家戰(zhàn)略,沿海開發(fā)的逐步深入導(dǎo)致沿海地區(qū)土地利用格局發(fā)生劇烈變化,生態(tài)用地總量減少,建設(shè)用地和農(nóng)用地增加較快[25],沿海新一輪發(fā)展戰(zhàn)略的實施與生態(tài)環(huán)境保護(hù)之間的矛盾愈演愈烈[17],因此該區(qū)域的土地利用變化無疑會對生物多樣性和生態(tài)環(huán)境的保護(hù)產(chǎn)生深遠(yuǎn)的影響。

本文借鑒已有研究,結(jié)合景觀生態(tài)學(xué)與空間統(tǒng)計學(xué)分析方法,基于江蘇沿海地區(qū)的土地利用數(shù)據(jù),構(gòu)建生態(tài)風(fēng)險指數(shù),評價其生態(tài)風(fēng)險強(qiáng)度,揭示研究區(qū)最佳粒度下生態(tài)風(fēng)險的時空分異特征及主要風(fēng)險來源,以期為該區(qū)域土地的合理利用及生態(tài)環(huán)境的可持續(xù)發(fā)展提供理論依據(jù)和數(shù)據(jù)支持。

1 研究區(qū)概況

圖1 江蘇省沿海地區(qū)Fig.1 The coastal region of Jiangsu province

江蘇沿海地區(qū)位于31°38′—35°08′N和118°24′—121°01′E,該區(qū)南起長江北堤,北到蘇魯邊界,西與徐州、淮陰、揚(yáng)州、泰州接壤,東臨黃海,東西距離約60—150 km,南北距離約466 km,海岸線長度達(dá)954 km,土地總面積32473 km2,包括連云港市區(qū)、鹽城市區(qū)、南通市區(qū),及其管轄的贛榆、東海、灌云、灌南、響水、濱海、阜寧、射陽、建湖、大豐、東臺、海安、如東、通州、如皋、海門、啟東等17個縣(市),共20個行政單元(以2014年行政區(qū)劃為準(zhǔn))(圖1)。該區(qū)屬于北亞熱帶與暖溫帶過渡地區(qū),水網(wǎng)密集,地勢低平,擁有豐富的土地資源和灘涂資源。

1990—2015年間,江蘇沿海地區(qū)地區(qū)生產(chǎn)總值由250.48×108元增長至18646.61×108元,常住總?cè)丝谟?888.18×104人增長至3192.13×104人?！把睾ｉ_發(fā)戰(zhàn)略”的深入實施導(dǎo)致該地區(qū)土地利用變化劇烈,人地矛盾激化,出現(xiàn)大規(guī)模利用灘涂圍墾造田實現(xiàn)“占補(bǔ)平衡”、建設(shè)用海等現(xiàn)象。

2 數(shù)據(jù)來源與研究方法

2.1 數(shù)據(jù)來源與處理

本文所需土地利用數(shù)據(jù)來源于國家科技基礎(chǔ)條件平臺——國家地球系統(tǒng)科學(xué)數(shù)據(jù)共享平臺(http://www.geodata.cn),選取1980年代末(為了方便表述,統(tǒng)一界定為1990年)、2000年、2010年和2015年共4個時相的江蘇沿海地區(qū)1∶10萬土地利用數(shù)據(jù)；社會經(jīng)濟(jì)數(shù)據(jù)均來源于相應(yīng)年份的《江蘇省統(tǒng)計年鑒》。

結(jié)合江蘇沿海地區(qū)土地利用變化特征,并參考土地利用現(xiàn)狀分類標(biāo)準(zhǔn)(GB/T 21010—2007),將研究區(qū)土地利用現(xiàn)狀分為耕地、林地、草地、水域、建設(shè)用地和未利用地6種。為方便運(yùn)算,對4期土地利用數(shù)據(jù)進(jìn)行重編碼,將耕地、林地、草地、水域、建設(shè)用地和未利用地分別設(shè)為1、2、3、4、5、6,得到江蘇沿海地區(qū)1990年、2000年、2010年和2015年土地利用類型圖(圖2)。

圖2 1990年、2000年、2010年、2015年江蘇沿海地區(qū)土地利用類型圖Fig.2 Land use in coastal areas of Jiangsu(1990, 2000, 2010 and 2015)

2.2 研究方法

2.2.1 最佳分析尺度的選取

由于研究景觀層次上的區(qū)域生態(tài)風(fēng)險具有尺度適宜性,當(dāng)景觀分析的空間尺度發(fā)生變化時其生態(tài)系統(tǒng)特征也會隨之變化[26]。尺度通常用粒度和幅度來表達(dá),空間粒度主要包括斑塊大小、柵格數(shù)據(jù)中的網(wǎng)格大小及遙感影像的像元或分辨率大小等[27]。本文在已有研究基礎(chǔ)上選取10個具有典型生態(tài)意義的景觀水平指數(shù),分別為平均斑塊面積(AREA_MN)、最大斑塊指數(shù)(LPI)、斑塊數(shù)量(NP)、斑塊密度(PD)、景觀形狀指數(shù)(LSI)、平均形狀指數(shù)(SHAPE_MN)、平均分維數(shù)(FRAC_MN)、平均臨近指數(shù)(CONTIG_MN)、蔓延度(CONTAG)和香農(nóng)多樣性指數(shù)(SHDI)。同時將江蘇沿海地區(qū)2015年土地利用數(shù)據(jù)轉(zhuǎn)換后的柵格單元(研究范圍內(nèi)最小的空間單位,尺度意義上的粒度)依次設(shè)定為30、40、50、60、70、80、90、100 m,對所選景觀格局指數(shù)進(jìn)行粒度效應(yīng)分析,從而確定江蘇沿海地區(qū)生態(tài)風(fēng)險特征的最佳研究粒度,以便更科學(xué)準(zhǔn)確地分析該區(qū)生態(tài)風(fēng)險時空格局。

2.2.2 風(fēng)險單元的劃分

圖3 江蘇沿海地區(qū)生態(tài)風(fēng)險單元劃分Fig.3 Division of ecological risk plots in coastal areas of Jiangsu

為使各樣區(qū)的生態(tài)風(fēng)險指數(shù)能代表一定區(qū)域土地利用變化所帶來的生態(tài)風(fēng)險狀況,本文對江蘇沿海地區(qū)1990年、2000年、2010年和2015年4期土地利用數(shù)據(jù)進(jìn)行等間距系統(tǒng)采樣。根據(jù)研究區(qū)范圍和采樣工作量,本文采用10 km×10 km的格網(wǎng)對研究區(qū)進(jìn)行空間采樣,共有416個風(fēng)險單元(圖3)。將采樣后的四個時相的土地利用數(shù)據(jù)轉(zhuǎn)換為最佳粒度的柵格數(shù)據(jù),利用Fragstats 4.2軟件及公式(1)—(3)計算出每個風(fēng)險單元的生態(tài)風(fēng)險指數(shù),并將其作為屬性值賦給各樣區(qū)中心點(diǎn)。

2.2.3 生態(tài)風(fēng)險指數(shù)

基于景觀格局的生態(tài)風(fēng)險指數(shù)(Ecological Risk Index,簡稱為ERI)目前最為常用,將每種景觀組分的景觀干擾度和脆弱度指數(shù)相乘并開方,并以此作為權(quán)重將風(fēng)險單元內(nèi)所有景觀組分的面積比重加權(quán)求和,即可得到整個風(fēng)險單元的生態(tài)風(fēng)險指數(shù)[28],表達(dá)式為[14]：

(1)

式中,m為景觀類型數(shù)；Ai為第i類景觀的面積,A為景觀總面積,LLi為第i類景觀的景觀損失度指數(shù)。

景觀損失度指數(shù),是某一景觀類型的景觀干擾度和景觀脆弱度指數(shù)的綜合[14],計算公式為：

(2)

式中,Ui為第i類景觀類型的干擾度指數(shù)；Si為第i類景觀類型的脆弱度指數(shù)。其中,景觀干擾度指數(shù)Ui是景觀破碎度、分離度和優(yōu)勢度的綜合,表達(dá)式為[14]：

Ui=aCi+bFi+cDOi

(3)

式中,Ci為景觀破碎度指數(shù)；Fi為景觀分離度指數(shù)；DOi為景觀優(yōu)勢度指數(shù)；a、b、c分別為破碎度、分離度和優(yōu)勢度指數(shù)的權(quán)重,3種指數(shù)的計算公式詳見參考文獻(xiàn)[29]。

結(jié)合已有研究,對破碎度、分離度和優(yōu)勢度分別賦以0.5、0.3、0.2的權(quán)值。景觀脆弱度指數(shù)Si表示不同生態(tài)系統(tǒng)的易損程度。該區(qū)6種景觀類型所代表的生態(tài)系統(tǒng)中,未利用地的脆弱程度最大,其次是水域,而建設(shè)用地的易損程度最小,分別為6種景觀類型賦予脆弱度指數(shù)：未利用地=6、水域=5、耕地=4、草地=3、林地=2、建設(shè)用地=1[14],進(jìn)行歸一化處理,得到各自的脆弱度指數(shù)。

2.2.4 空間分析方法

(1)半方差分析法

本文將416個樣區(qū)的生態(tài)風(fēng)險指數(shù)賦給樣區(qū)中心點(diǎn),在半方差分析的基礎(chǔ)上,選擇普通克立格法對樣本點(diǎn)的生態(tài)風(fēng)險指數(shù)進(jìn)行空間插值,得到研究區(qū)生態(tài)風(fēng)險空間分布圖。計算公式為[30]：

(4)

式中,γ(h)為變異函數(shù)；h為步長；N(h)為間隔距離為h時的樣點(diǎn)對數(shù)；Z(xi)和Z(xi+h)分別為在空間位置xi和xi+h上的生態(tài)風(fēng)險指數(shù)值。

本文借助地統(tǒng)計軟件GS+7.0來實現(xiàn)樣本變異函數(shù)理論模型的擬合,在此基礎(chǔ)上采用普通克立格法對江蘇沿海地區(qū)生態(tài)風(fēng)險指數(shù)進(jìn)行空間插值,并將其劃分為四個等級：低生態(tài)風(fēng)險(0.03≤ERI<0.08)、較低生態(tài)風(fēng)險(0.08≤ERI<0.13)、中等生態(tài)風(fēng)險(0.13≤ERI<0.18)和較高生態(tài)風(fēng)險(0.18≤ERI<0.23),進(jìn)一步得出4個時期的生態(tài)風(fēng)險等級空間分布圖。

(2)空間自相關(guān)分析法

空間自相關(guān)分析能夠檢驗具有空間位置的要素屬性值與相鄰空間點(diǎn)上的屬性值是否具有關(guān)聯(lián)性,包括全局空間自相關(guān)和局部空間自相關(guān)[31]。本文用Moran′s I指數(shù)來分析區(qū)域總體的空間關(guān)聯(lián)和空間差異程度；用空間關(guān)聯(lián)局域指標(biāo)LISA來檢測局部地區(qū)是否存在顯著的生態(tài)風(fēng)險高高集聚區(qū)和低低集聚區(qū)[17]。

2.2.5 生態(tài)風(fēng)險貢獻(xiàn)率

本文以縣域邊界劃分風(fēng)險單元,將研究區(qū)劃分為20個風(fēng)險單元(中心城區(qū)整合為1個單元，且以2014年行政界線為準(zhǔn))。采用公式(1)—(3)分別計算出1990、2000、2010和2015年不同區(qū)域(即各風(fēng)險單元)的生態(tài)風(fēng)險指數(shù)值,進(jìn)而計算各風(fēng)險單元不同地類生態(tài)風(fēng)險指數(shù)值與整個風(fēng)險單元生態(tài)風(fēng)險指數(shù)值之比,并將此作為各區(qū)域不同土地利用類型對生態(tài)風(fēng)險的貢獻(xiàn)率,從而分析不同區(qū)域生態(tài)風(fēng)險的來源及其影響因素。

3 結(jié)果與分析

3.1 土地利用變化分析

土地利用轉(zhuǎn)移矩陣能夠描述某一時段內(nèi)各土地利用類型相互轉(zhuǎn)化的方向和數(shù)量。1990—2000年,耕地主要轉(zhuǎn)化為建設(shè)用地,轉(zhuǎn)移面積為223.77 km2,轉(zhuǎn)移率0.9%；草地主要轉(zhuǎn)化為耕地和水域,轉(zhuǎn)移面積分別為108.83、97.87 km2,對應(yīng)的轉(zhuǎn)移率分別為8.18%、7.35%；其余地類之間的轉(zhuǎn)化不明顯。2000—2010年,其他地類向建設(shè)用地轉(zhuǎn)化的面積增大,其中耕地轉(zhuǎn)為建設(shè)用地的面積是1990—2000年的5倍,轉(zhuǎn)化面積達(dá)1118.19 km2,轉(zhuǎn)移率為4.50%；草地和水域分別向建設(shè)用地轉(zhuǎn)化108.54、103.44 km2；建設(shè)用地主要轉(zhuǎn)化為水域,轉(zhuǎn)出面積為226.63 km2,轉(zhuǎn)出率達(dá)5.87%。2010—2015年,耕地主要轉(zhuǎn)化為建設(shè)用地和水域,轉(zhuǎn)移面積分別為621.10、139.30 km2,轉(zhuǎn)移率分別為2.61%、0.59%；草地主要轉(zhuǎn)化為耕地和水域,轉(zhuǎn)移面積分別為24.63、17.32 km2,轉(zhuǎn)移率分別為4.08%、2.87%；有116.70 km2的水域轉(zhuǎn)化為建設(shè)用地,轉(zhuǎn)移率為3.37%；建設(shè)用地主要轉(zhuǎn)為水域和耕地,轉(zhuǎn)出面積分別為127.66、124.73 km2,轉(zhuǎn)出率為2.62%、2.56%。

3.2 生態(tài)風(fēng)險分析

3.2.1 最佳分析粒度

本文通過比較不同空間尺度下各景觀指數(shù)的尺度轉(zhuǎn)折點(diǎn)來確定最佳分析粒度。結(jié)果顯示,一些指數(shù)在不同尺度上沒有變化或無規(guī)律變化,一些指數(shù)雖呈規(guī)律性上升或下降,但尺度轉(zhuǎn)折點(diǎn)不明顯,如平均臨近指數(shù)和蔓延度。本文用于確定最佳分析尺度的是有規(guī)律變化且有明顯拐點(diǎn)的敏感指數(shù)(圖4),包括斑塊數(shù)量、斑塊密度、最大斑塊指數(shù)、平均斑塊面積、平均分維數(shù)、香農(nóng)多樣性指數(shù)。

景觀指數(shù)對尺度變化響應(yīng)的拐點(diǎn)不是一個確定的數(shù)值,而是一個相對較小的區(qū)間,在該區(qū)間指數(shù)變化比較明顯。不同景觀指數(shù)變化的拐點(diǎn)不完全相同,針對單個指數(shù),可以根據(jù)拐點(diǎn)來劃分尺度閾[32],如斑塊數(shù)量的尺度閾為(50,80),最大斑塊指數(shù)的尺度閾為(40,50)、(50,70)。在此,需要綜合各指數(shù)的尺度拐點(diǎn)來劃分整個研究區(qū)景觀的尺度閾。綜合分析圖4可知,江蘇沿海地區(qū)的分析尺度閾為：(40,50)、(50,70)、(70,80)。選擇最佳粒度時,應(yīng)在第一尺度閾內(nèi)選擇中等偏大的粒度,這樣既可以保證計算質(zhì)量,又不使計算工作量過大[33]。本文的第一尺度閾為(40,50),故確定江蘇沿海地區(qū)的最佳分析粒度為50 m。

圖4 敏感指數(shù)尺度效應(yīng)Fig.4 Scale effect of landscape metrics斑塊數(shù)量number of patches；斑塊密度patch density；最大斑塊指數(shù)largest patch index；平均斑塊面積mean patch area；平均分維數(shù)mean fractal dimension；香農(nóng)多樣性指數(shù)Shannon′s diversity index

3.2.2 景觀格局指數(shù)的時序變化

結(jié)合Fragstats 4.2和Excel 2010軟件,按照公式(2)、(3)進(jìn)行計算,得到研究區(qū)1990、2000、2010和2015年各景觀類型的景觀格局指數(shù)(表1)。分析表1可得,1990—2015年,耕地和建設(shè)用地的面積雖然有所變動,但一直分布較廣,是研究區(qū)的主要景觀類型；水域次之,面積不斷增加；未利用地面積最小,但呈整體增加趨勢。耕地和水域斑塊數(shù)目顯著增加,分別由1990年的1131個和1814個增加至2015年的1835個和3034個,但耕地面積并沒有增加,而是有所減少,致使耕地的破碎度指數(shù)和分離度指數(shù)不斷增大；同時水域面積隨斑塊數(shù)目的增加而增加,其破碎度指數(shù)和分離度指數(shù)也呈增加趨勢,由此可知二者破碎化程度均加深,分離度增大,由起初的大面積塊狀集中分布變?yōu)樾“邏K隨機(jī)散落分布,但水域的優(yōu)勢度指數(shù)增加。與耕地和水域不同,城鄉(xiāng)建設(shè)用地自1990年起,面積不斷增加,而斑塊數(shù)目先增后減,使其破碎度指數(shù)和分離度指數(shù)不斷減小,優(yōu)勢度指數(shù)增大。然而,草地面積隨斑塊數(shù)量的減少而急劇減少,分離度增大,優(yōu)勢度降低。同時,林地的破碎度和分離度指數(shù)也呈增加趨勢。1990—2010年,未利用地面積急劇增加,由2.02 km2增加至126.73 km2,與此同時,斑塊數(shù)目也明顯增加,導(dǎo)致未利用地的破碎度指數(shù)和分離度指數(shù)變化明顯,分別由1990年的0.0149和7.8052減少至0.0036和0.5505,優(yōu)勢度指數(shù)增加了近10.16倍。

從各類景觀受干擾程度來看,建設(shè)用地和林地受干擾程度較大,其次是耕地和水域,草地受干擾最少。從景觀損失度指數(shù)來看,研究期間,未利用地始終最大,且呈整體減小的趨勢,這主要因為未利用地面積明顯增大,斑塊數(shù)目有所增加,破碎度和分離度指數(shù)減小(以2010年最為明顯),導(dǎo)致其損失度指數(shù)降低,另外,未利用地的景觀脆弱度指數(shù)最高,也是其損失度指數(shù)最大的原因之一。耕地和水域的損失度指數(shù)次之,其中,耕地的損失度指數(shù)呈下降態(tài)勢,而水域的損失程度呈上升態(tài)勢,這主要是因為二者受外界的干擾程度不同。整體來看,建設(shè)用地的景觀損失度指數(shù)最小,且呈逐年下降態(tài)勢,這主要是由于建設(shè)用地最為穩(wěn)定,景觀脆弱度指數(shù)最小,且受干擾程度減小。

表1 不同景觀類型的景觀格局指數(shù)

3.2.3 生態(tài)風(fēng)險指數(shù)的時序變化

計算研究區(qū)416個樣區(qū)各土地利用類型的生態(tài)風(fēng)險指數(shù)平均值(表2)可得,研究期間,耕地、草地和林地的生態(tài)風(fēng)險指數(shù)呈下降態(tài)勢,表明其生態(tài)安全狀況趨于好轉(zhuǎn)。水域、建設(shè)用地和未利用地的生態(tài)風(fēng)險指數(shù)呈上升態(tài)勢,表明這3種景觀類型的生態(tài)安全狀況趨于惡化。這主要是因為水域的破碎化程度加深,斑塊分離程度加大,致使其生態(tài)風(fēng)險指數(shù)上升；而建設(shè)用地和未利用地的損失度指數(shù)雖減小,但由于其占整個風(fēng)險單元的比例不斷增大,導(dǎo)致生態(tài)風(fēng)險指數(shù)上升。

統(tǒng)計4個時期各風(fēng)險單元的生態(tài)風(fēng)險指數(shù)值可得,江蘇沿海地區(qū)1990—2015年的生態(tài)風(fēng)險指數(shù)平均值分別為0.1563、0.1559、0.1541和0.1529,表明該地區(qū)的生態(tài)風(fēng)險指數(shù)呈下降態(tài)勢。1990—2000年研究區(qū)生態(tài)風(fēng)險指數(shù)減少0.0004,變化并不顯著。2000—2010年和2010—2015年生態(tài)風(fēng)險指數(shù)分別減少了0.0018、0.0012。這表明隨著土地利用結(jié)構(gòu)的變化,研究區(qū)生態(tài)安全總體呈現(xiàn)好轉(zhuǎn)的趨勢,該趨勢與耕地和草地的變化一致,說明耕地和草地對于江蘇沿海地區(qū)生態(tài)安全起主導(dǎo)作用。

表2 1990年、2000年、2010年和2015年生態(tài)風(fēng)險指數(shù)

3.2.4 生態(tài)風(fēng)險指數(shù)的空間分異

(1)變異函數(shù)模型及其參數(shù)確定

針對1990、2000、2010和2015年416個生態(tài)風(fēng)險指數(shù)采樣數(shù)據(jù),進(jìn)行變異函數(shù)理論模型的最優(yōu)擬合。GS+7.0顯示,1990年、2000年和2015年用球形模型的擬合效果最為理想,而2010年用指數(shù)模型更為適宜,所得生態(tài)風(fēng)險指數(shù)半變異函數(shù)及參數(shù)分別如圖5和表3所示。

1990—2015年,基臺值呈逐年增加態(tài)勢,從1990年的0.0298增加至2015年的0.2154,表明土地利用生態(tài)風(fēng)險強(qiáng)度的空間分布不均勻性增強(qiáng),差異逐漸擴(kuò)大。變程值從1990年的117300 m增加到2010年的149400 m,至2015年減少為103400 m,表明生態(tài)風(fēng)險指數(shù)的相關(guān)性范圍呈先增加后減小態(tài)勢。生態(tài)風(fēng)險指數(shù)的塊基比呈先減后增態(tài)勢,且范圍均在25%—75%之間,表明生態(tài)風(fēng)險值的空間相關(guān)性呈先減后增趨勢,且相關(guān)性一直處于中等程度。

圖5 江蘇沿海地區(qū)生態(tài)風(fēng)險指數(shù)變異函數(shù)曲線Fig.5 Variance function curve of eco-risk index(1990,2000,2010,2015)

年份Year 模型Model塊金值Nugget基臺值Sill 塊基比Ratio of nugget to sill變程Range/m決定系數(shù)Coefficient of determination殘差Residual error1990球形模型0.00950.029831.88%1173000.96400.000022000球形模型0.00940.031030.32%1213000.96000.000022010指數(shù)模型0.00930.033527.76%1494000.94400.000032015球形模型0.06320.215429.34%1034000.84400.0044

(2)生態(tài)風(fēng)險指數(shù)的空間分布

將生態(tài)風(fēng)險指數(shù)的插值結(jié)果劃分等級可得生態(tài)風(fēng)險等級空間分布圖(圖6),并統(tǒng)計出各區(qū)面積(表4),做出面積轉(zhuǎn)移矩陣表(表5)和風(fēng)險等級變化圖(圖7)。

從圖6可以看出,1990年,較高生態(tài)風(fēng)險區(qū)較少,主要分布在研究區(qū)西部水域和西南部耕地部分；較低風(fēng)險區(qū)主要分布在東北部地區(qū)以及東部水域和草地部分；研究區(qū)大部分區(qū)域?qū)儆谥酗L(fēng)險區(qū)；而低風(fēng)險區(qū)未曾出現(xiàn)。至2000年,較高風(fēng)險區(qū)面積擴(kuò)大,在原有位置上向南延伸；較低風(fēng)險區(qū)在東部草地和水域部分有所增加。2010年,東部水域地區(qū)的較低風(fēng)險區(qū)變?yōu)橹酗L(fēng)險區(qū),這要是由于該地區(qū)建設(shè)用地轉(zhuǎn)化為水域和草地,生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性減弱,導(dǎo)致生態(tài)風(fēng)險加大；較高風(fēng)險區(qū)較2000年面積有所減少,但在空間上向北延伸。至2015年,在研究區(qū)東北部地區(qū)出現(xiàn)低風(fēng)險區(qū)；較低風(fēng)險區(qū)呈大面積增加趨勢,在南部地區(qū)出現(xiàn)較低風(fēng)險區(qū)。研究期間,江蘇沿海地區(qū)各縣區(qū)中,生態(tài)風(fēng)險強(qiáng)度較低的區(qū)域分布在贛榆區(qū)、連云港市區(qū)、灌云縣和響水縣,生態(tài)風(fēng)險較高的區(qū)域主要分布在鹽城市區(qū)、大豐市和東臺市。

圖6 1990、2000、2010和2015年生態(tài)風(fēng)險等級分布Fig.6 Distribution of ecological risk types of 1900、2000、2010 and 2015

分析表4可得,中風(fēng)險區(qū)所占面積比例在4個年份均為最大,分別為91.96%、91.24%、90.92%和69.19%,面積呈減少態(tài)勢；1990—2015年,中風(fēng)險區(qū)的面積變化量最大,減少了7495.39 km2；較低風(fēng)險區(qū)的面積變化量次之,增加了6983.68 km2；低風(fēng)險區(qū)所占面積比例較小,僅在2010—2015年間出現(xiàn)；較高風(fēng)險區(qū)面積呈先增后減態(tài)勢,整體減少了395.29 km2。總體來看,江蘇沿海地區(qū)生態(tài)風(fēng)險等級高的區(qū)域面積減少,生態(tài)風(fēng)險等級低的區(qū)域面積增加,表明研究期間生態(tài)安全狀況趨于好轉(zhuǎn)。

表4 江蘇沿海地區(qū)1990—2015年生態(tài)風(fēng)險等級面積及比例

由表5可得,1990年到2015年間,風(fēng)險等級降低區(qū)域的總面積為9336.42 km2,而較低風(fēng)險到中風(fēng)險、中風(fēng)險到較高風(fēng)險的面積共有184.43 km2,遠(yuǎn)少于風(fēng)險等級降低的總面積,研究區(qū)總體生態(tài)安全狀況趨于好轉(zhuǎn)。在各級生態(tài)風(fēng)險遷移轉(zhuǎn)化過程中,轉(zhuǎn)移最多的是中風(fēng)險向較低風(fēng)險轉(zhuǎn)移,轉(zhuǎn)化面積為7946.59 km2；其次為較低風(fēng)險向低風(fēng)險轉(zhuǎn)移,轉(zhuǎn)移面積為866.02 km2；較低風(fēng)險向中風(fēng)險轉(zhuǎn)移的面積為96.88 km2；有87.55 km2的中風(fēng)險區(qū)向較高風(fēng)險區(qū)轉(zhuǎn)移,而較高風(fēng)險向中風(fēng)險轉(zhuǎn)移的面積為482.84 km2?？傮w來看,向低風(fēng)險和較低風(fēng)險區(qū)轉(zhuǎn)移的面積較多。

表5 江蘇沿海地區(qū)1990—2015年生態(tài)風(fēng)險等級面積轉(zhuǎn)移矩陣/km2

圖7 1990—2015年生態(tài)風(fēng)險等級變化圖Fig.7 Changes of ecological risk grades during 1900—2015

從生態(tài)風(fēng)險等級的空間變化情況來看(圖7),生態(tài)風(fēng)險等級升高的區(qū)域主要集中在較低風(fēng)險區(qū)與中風(fēng)險區(qū),而等級降低區(qū)在較高風(fēng)險區(qū)、中風(fēng)險區(qū)和較低風(fēng)險區(qū)均有分布。同時,生態(tài)風(fēng)險等級升高區(qū)域也主要集中在東部草地和水域地區(qū)以及西南部耕地地區(qū),這主要是因為東部海岸線地區(qū)海邊港口、旅游地等的開發(fā),水域破碎化程度加深,景觀干擾度指數(shù)增大,導(dǎo)致生態(tài)風(fēng)險程度加強(qiáng),并且人類活動對耕地的干擾程度加深也是造成生態(tài)風(fēng)險等級升高的原因。

3.2.5 生態(tài)風(fēng)險指數(shù)空間自相關(guān)分析

(1)全局空間自相關(guān)

利用GeoDa 9.5計算出江蘇沿海地區(qū)416個樣區(qū)1990年、2000年、2010年和2015年生態(tài)風(fēng)險指數(shù)的全局Moran′s I值,用于驗證整個區(qū)域生態(tài)風(fēng)險指數(shù)的空間模式及其顯著性。1990年全局Moran′s I為0.4172,2000年全局Moran′s I為0.4297,2010年全局Moran′s I為0.4398,2015年全局Moran′s I為0.5417。4個時期Moran′s I數(shù)值均為正值,且呈增加態(tài)勢,表明江蘇沿海地區(qū)生態(tài)風(fēng)險指數(shù)在空間分布上具有較明顯的正相關(guān)性,即相鄰樣地間存在相互影響,呈現(xiàn)出空間上的高度相似性,在時間序列上,土地利用生態(tài)風(fēng)險等級相似樣地的空間集聚呈現(xiàn)增強(qiáng)的趨勢,表明江蘇沿海土地利用生態(tài)風(fēng)險強(qiáng)度的整體空間分異性增加。

(2)局部空間自相關(guān)

由于全局Moran′s I不能探測相鄰區(qū)域之間生態(tài)風(fēng)險強(qiáng)度的空間關(guān)聯(lián)模式,為進(jìn)一步確定是否存在風(fēng)險值的高值或低值的局部空間聚集,采用局部空間自相關(guān)分析。采用Rook的鄰接權(quán)重矩陣計算出江蘇沿海地區(qū)1990—2015年生態(tài)風(fēng)險局部自相關(guān)結(jié)果(圖8)。由圖8可得,4個時期的生態(tài)風(fēng)險指數(shù)空間分布均以高-高聚集和低-低聚集類型為主。生態(tài)風(fēng)險低-低聚集區(qū)主要分布在研究區(qū)東北部和東部沿海地區(qū),表明此區(qū)域的生態(tài)風(fēng)險強(qiáng)度較低,且相鄰地區(qū)的生態(tài)風(fēng)險強(qiáng)度也較低,這可能是與該區(qū)域建設(shè)用地較多,生態(tài)系統(tǒng)較穩(wěn)定有關(guān)；生態(tài)風(fēng)險高-高聚集區(qū)主要由研究區(qū)西部外圍邊界處向南聚集,主要集中在較高風(fēng)險區(qū),說明這些地區(qū)的生態(tài)風(fēng)險等級高,同時相鄰地域的生態(tài)風(fēng)險等級也較高,其原因是此區(qū)域較多的耕地被占用,植被覆蓋度較低,人類干擾程度較大,對土地利用類型的改變較大。

圖8 生態(tài)風(fēng)險指數(shù)的局部空間自相關(guān)Fig.8 LISA of ERI cluster map

由上圖可得,1990—2000年,低值聚集區(qū)面積有所減少,而高值聚集區(qū)面積有所增加；2000—2010年,東部沿海地區(qū)的低值聚集區(qū)減少,但總體面積稍有增加,同時高值聚集區(qū)面積輕微減少；2010—2015年,低值聚集區(qū)面積減小,高值聚集區(qū)稍有增加,二者空間分布均有所變化。

3.3 生態(tài)風(fēng)險來源及其影響因素

土地利用方式及強(qiáng)度是人類干擾活動的最直接表現(xiàn)形式[14],因此,本文以行政區(qū)為風(fēng)險單元計算出4個時期研究區(qū)不同區(qū)域的生態(tài)風(fēng)險指數(shù)值,進(jìn)而通過計算各區(qū)域不同土地利用類型對生態(tài)風(fēng)險的貢獻(xiàn)率得到不同區(qū)域生態(tài)風(fēng)險的來源及其影響因素(圖9)。

耕地對整個研究區(qū)生態(tài)風(fēng)險的貢獻(xiàn)率最高,其風(fēng)險貢獻(xiàn)率由1990年的84.18%減少至2015年的77.62%,主要包括東臺市、海安縣、如東縣、如皋市、通州區(qū)、海門市和啟東市,在此期間,耕地面積雖有所減少,但人類對耕地的干擾程度減弱,因此耕地的生態(tài)風(fēng)險指數(shù)有所下降,從而使得區(qū)域生態(tài)風(fēng)險強(qiáng)度降低。其次是建設(shè)用地生態(tài)風(fēng)險貢獻(xiàn)率,自1990年起,城鄉(xiāng)建設(shè)用地景觀損失度指數(shù)雖有所下降,但因其面積不斷增加,占整體景觀面積的比例不斷上升,導(dǎo)致建設(shè)用地生態(tài)風(fēng)險指數(shù)有所上升,全區(qū)建設(shè)用地風(fēng)險貢獻(xiàn)率已由1990年的8.44%增加至2015年13.32%,主要包括連云港市區(qū)、響水縣以及南通市區(qū)。全區(qū)水域生態(tài)風(fēng)險貢獻(xiàn)率由1990年的4.86%增加至2015年的7.12%,主要包括贛榆區(qū)、灌云縣、射陽縣和建湖縣。水域生態(tài)風(fēng)險貢獻(xiàn)率的增加主要是因為圍網(wǎng)養(yǎng)殖和水利設(shè)施的興建等人類活動干擾增強(qiáng),使水體斑塊數(shù)量增多,景觀破碎度與分離度指數(shù)增大,從而阻礙了物種的遷移與擴(kuò)散,降低了水生態(tài)系統(tǒng)的抗干擾能力,導(dǎo)致水域生態(tài)風(fēng)險指數(shù)上升。生態(tài)風(fēng)險來源具有一定的區(qū)域特征,不同區(qū)域景觀生態(tài)風(fēng)險來源不盡相同。耕地、水域和建設(shè)用地是整個研究區(qū)生態(tài)風(fēng)險的主要來源,水域和建設(shè)用地的生態(tài)風(fēng)險貢獻(xiàn)率越來越大,而耕地的風(fēng)險貢獻(xiàn)率在減小。

圖9 不同區(qū)域景觀類型的生態(tài)風(fēng)險貢獻(xiàn)率Fig.9 The contribution rates of different landscape types to ecological risk1:耕地cropland；4:水域 water；5:建設(shè)用地 construction land

4 結(jié)論與討論

(1)1990—2015年,江蘇沿海地區(qū)土地利用類型以耕地為主,面積占71%以上,其次是建設(shè)用地。該區(qū)土地利用變化的總體趨勢是耕地、草地和林地面積減少,其中耕地變化幅度最大,減少1848.40 km2；建設(shè)用地、水域和未利用地增加,其中建設(shè)用地增加幅度最大,為1816.27 km2。耕地主要轉(zhuǎn)化為建設(shè)用地,其主要補(bǔ)充來源為草地；新增建設(shè)用地主要來源于耕地；水域主要是由草地和耕地轉(zhuǎn)化而來,主要原因是部分草地和耕地被改造為養(yǎng)殖池,用于發(fā)展養(yǎng)殖產(chǎn)業(yè)。

(2)通過比較敏感景觀指數(shù)的尺度轉(zhuǎn)折點(diǎn)確定江蘇沿海地區(qū)景觀格局的最佳分析粒度為50 m。1990—2015年,耕地和水域斑塊數(shù)目顯著增加,但耕地面積減少,導(dǎo)致耕地的破碎度和分離度不斷增大,水域面積雖增加,但其破碎度指數(shù)和分離度指數(shù)也呈增加趨勢。建設(shè)用地和未利用地的斑塊數(shù)量均先增后減,破碎度和分離度不斷減少；草地和林地面積均減少,破碎度和分離度指數(shù)呈增加態(tài)勢。

(3)1990—2015年間研究區(qū)生態(tài)風(fēng)險指數(shù)平均值分別為0.1563、0.1559、0.1541和0.1529,表明該區(qū)生態(tài)風(fēng)險強(qiáng)度呈下降態(tài)勢。研究期間,中風(fēng)險區(qū)所占面積比例最大,但呈減少態(tài)勢；較高風(fēng)險區(qū)占比較小,且減少了395.29 km2；2010—2015年間出現(xiàn)低風(fēng)險區(qū)。風(fēng)險等級降低區(qū)域的總面積遠(yuǎn)大于風(fēng)險等級升高區(qū)的總面積,等級升高區(qū)域主要集中在東部草地和水域地區(qū)以及西南部耕地地區(qū)。在各縣區(qū)中,鹽城市區(qū)和東臺市的生態(tài)風(fēng)險指數(shù)較高,連云港市區(qū)和贛榆區(qū)的風(fēng)險指數(shù)較低。在各級生態(tài)風(fēng)險遷移轉(zhuǎn)化過程中,以中風(fēng)險向較低風(fēng)險轉(zhuǎn)移的面積居多。從空間上看生態(tài)風(fēng)險強(qiáng)度自內(nèi)陸向沿海呈梯度狀減小的趨勢,風(fēng)險等級呈帶狀分布,風(fēng)險值整體空間分異性增加,同時空間分布以高-高聚集和低-低聚集類型為主,其中高值聚集區(qū)主要由研究區(qū)西部外圍邊界處向南聚集,主要集中在較高風(fēng)險區(qū),低值聚集區(qū)主要分布在研究區(qū)東北部和東部沿海地區(qū)。耕地、水域和建設(shè)用地是整個研究區(qū)生態(tài)風(fēng)險的主要來源,其中耕地對整個研究區(qū)生態(tài)風(fēng)險的貢獻(xiàn)率最高,水域和建設(shè)用地的生態(tài)風(fēng)險貢獻(xiàn)率呈增加趨勢。

(4)由于在景觀層次上研究區(qū)域生態(tài)風(fēng)險具有尺度適宜性,因此本文通過對景觀格局指數(shù)進(jìn)行粒度效應(yīng)分析,確定了江蘇沿海地區(qū)生態(tài)風(fēng)險特征的最佳研究粒度為50 m,在此基礎(chǔ)上分析該區(qū)生態(tài)風(fēng)險的時空分異特征。另外,通過計算江蘇沿海地區(qū)各用地類型對不同區(qū)域生態(tài)風(fēng)險的貢獻(xiàn)率,得到不同區(qū)域的主要風(fēng)險源和影響因素,將評價結(jié)果與土地利用變化相結(jié)合,為不同行政單元提供相應(yīng)的生態(tài)風(fēng)險管理對策。本文只是基于土地利用變化和景觀格局進(jìn)行江蘇沿海的生態(tài)風(fēng)險評價,沒有綜合考慮社會、經(jīng)濟(jì)和生態(tài)環(huán)境的其他因素,研究結(jié)果不具有絕對性,因此后續(xù)研究應(yīng)結(jié)合社會、經(jīng)濟(jì)等統(tǒng)計數(shù)據(jù),構(gòu)建計量模型來進(jìn)一步分析不同區(qū)域土地利用生態(tài)風(fēng)險來源及其影響因素,為區(qū)域生態(tài)風(fēng)險管理提供更加科學(xué)的量化理論依據(jù)。

隨著江蘇沿海開發(fā)戰(zhàn)略的升級,臨港城鎮(zhèn)和產(chǎn)業(yè)快速、一體化發(fā)展,造成城鎮(zhèn)工礦用地需求增加,同時養(yǎng)殖業(yè)不斷發(fā)展,導(dǎo)致原有生態(tài)系統(tǒng)被破壞。例如,1990—2015年,新增未利用地主要呈斑塊狀零星分布于海岸帶地區(qū),且處于耕地和草地向水域轉(zhuǎn)化的區(qū)域周圍,即射陽縣,其原因主要是為發(fā)展沿海經(jīng)濟(jì),沿海地區(qū)部分不適宜耕作的耕地和草地功能退化嚴(yán)重的土地被開發(fā)成魚塘或養(yǎng)殖池,但由于缺乏適宜的規(guī)劃以及養(yǎng)殖池自身的污染,使得部分養(yǎng)殖池廢棄,進(jìn)而導(dǎo)致未利用地增加[17]。因此,在統(tǒng)籌協(xié)調(diào)沿海地區(qū)土地利用與經(jīng)濟(jì)發(fā)展時,需重視開發(fā)規(guī)劃的整體性、科學(xué)性,以及產(chǎn)業(yè)布局的適宜性。同時,射陽縣東部沿海地區(qū)擁有鹽城國家級丹頂鶴生態(tài)保護(hù)區(qū),生態(tài)系統(tǒng)較為脆弱,自然恢復(fù)能力較弱,因此要嚴(yán)格控制濕地的開發(fā)利用,加強(qiáng)保護(hù)區(qū)的生物多樣性保護(hù),開發(fā)之前明確動植物的棲息空間及其保護(hù)狀況,開發(fā)時要保留一定范圍的緩沖區(qū)來保護(hù)其生態(tài)環(huán)境,避開珍稀動植物生存的核心區(qū)域,并有效實施生態(tài)補(bǔ)償制度,從而實現(xiàn)研究區(qū)的可持續(xù)發(fā)展。另外,江蘇省作為我國的糧食主產(chǎn)區(qū),面對沿海地區(qū)耕地面積逐年減少的態(tài)勢,應(yīng)嚴(yán)格控制耕地的非農(nóng)占用,加大耕地后備資源的整治力度和高標(biāo)準(zhǔn)基本農(nóng)田建設(shè)力度,確保區(qū)域糧食生產(chǎn)能力不降低。