江蘇鹽城市海濱土地利用對景觀生態風險的影響

孫賢斌，劉紅玉

江蘇鹽城市海濱土地利用對景觀生態風險的影響

孫賢斌1，2，劉紅玉2

(1.皖西學院資源環境與旅游管理系，六安 237012;2.南京師范大學地理科學學院，南京 210046)

為了給江蘇鹽城海濱區域的生態環境管理提供理論和技術支持，利用地統計學理論模型和GIS技術，對江蘇鹽城海濱區域3個時期的土地利用和景觀數據進行了生態風險評價和空間變異分析。研究結果顯示:1987～2007年，鹽城海濱區域和自然保護區內的土地利用結構均發生了顯著變化，耕地逐漸增加，自然濕地迅速減少、人工濕地逐漸增加，人類對濕地景觀的干擾程度逐漸加劇。自1987年以來，鹽城市海濱區域的生態環境受人類活動的干擾增強，景觀破碎化程度加劇，景觀結構的變化已導致景觀生態風險指數發生了顯著的時空差異，景觀生態風險呈增大的趨勢。20 a間，鹽城市景觀生態風險的空間變異程度逐漸增大。1997年隨機地域的空間異質性最大，景觀生態風險的空間相關程度最大。鹽城市海濱區域的景觀生態風險的空間異質性(自相關)尺度和方向性也發生顯著變化。各時段該區域東西方向上的變異大于南北方向上的變異;在東西方向上，景觀生態風險強度呈現由低變高，而后又降低的特點，最高風險強度帶位于西部農田與東部光灘沼澤交界的過渡地帶。

土地利用;景觀生態風險評價;空間變異;鹽城市海濱區域

0 引言

景觀是指空間上相鄰、功能上相關、發生上有一定特點的生態系統的聚合。景觀生態風險評價可以為區域生態環境管理提供理論和技術支持［1］。由于人類的土地開發活動在景觀層次表現顯著，景觀的結構和功能呈現劇烈變化，因此景觀是實現區域可持續發展和進行區域生態建設研究的適宜空間尺度［2］。因為景觀的組分結構特征是最易于保存的信息，而且景觀結構還可以準確地顯示出各種生態影響的空間分布和梯度變化特征，所以很多學者嘗試利用景觀結構及其動態變化特征來開展區域生態風險評價［1－4］，其中基于農業土地利用、水體污染、水文變化、洪澇、干旱、風暴潮災害及城市化等因子的權重法是重要的數學模型方法之一［5］，雖然國內外此類研究已有較多的報道［1－3，6－8］，但均沒有揭示景觀生態風險的空間分布和變異相關程度。

江蘇鹽城市海濱區域是全球環境基金(GEF)和聯合國開發計劃署(UNDP)援助的我國4個濕地保護區中唯一的海岸灘涂濕地，具有全球性重要意義［9］。由于人類的農、林、牧、副、漁、鹽等多種經營的綜合土地開發利用，導致區域景觀發生劇烈變化，進而使保護區的生態環境保護功能受到嚴重威脅［10］。為此，本文以江蘇海濱區域為研究對象，將地統計學方法應用到區域生態風險評價中，以期揭示景觀生態風險的時空變化特征和空間變異的相關性，為實現區域可持續發展提供科學依據。

1 研究區及研究應用資料來源

1.1 研究區概況

江蘇鹽城市海岸帶位于江蘇沿海的中部，分屬響水、濱海、射陽、大豐和東臺5個縣市，區域地理坐標為32°34' ～34°28'N，119°27' ～121°16'E。本文的研究區域范圍北至鹽城市北界的灌河，南至鹽城市南界的北凌河附近，西至海堤公路向陸1 km附近，具體范圍與鄉鎮行政界線一致，東至海涂0 m線(以2007年遙感影像為基準)。以上研究范圍內總面積約4 565.3 km2，屬海濱濕地生態類型，主要包括潮間帶、潮上帶、海濱濕地區以及部分農田等人類活動區(圖1)。

圖1 研究區域與位置Fig.1 Location of the study area

1.2 景觀類型劃分

根據鹽城市海岸景觀特征，參照Ramsar《濕地公約》的分類方法，結合相關圖件和遙感影像，建立了鹽城市海岸濕地景觀分類系統，將江蘇海濱濕地景觀類型分為自然濕地景觀類型(簡稱自然濕地)和人工濕地景觀類型(簡稱人工濕地)兩大類型，其中自然濕地包括河流(含水渠)、蘆葦沼澤、堿蓬沼澤、米草沼澤、光灘(或者灘涂)及草地等6種類型;人工濕地包括鹽田、水田、淡水養殖塘和海水養殖塘等4種類型。旱地、建設和居民用地等非濕地為其他用地。

土地利用類型有耕地、林地、草地、水域、建設用地和未利用地。其中耕地包括的濕地景觀類型有鹽田、水田、淡水養殖塘和海水養殖塘，水域包括的濕地景觀類型有河流和水渠，未利用地包括的濕地景觀類型有蘆葦沼澤、堿蓬沼澤、米草沼澤及光灘。

1.3 數據源及預處理

本研究采用的數據資料有:①1987年江蘇省海岸帶植被圖和土地利用圖(1∶20萬)、1997年TM遙感影像圖和2007年ALOS衛星遙感影像圖以及1∶5萬鹽城市基礎數據(包括縣、鄉鎮行政邊界、水系等)。以1∶5萬鹽城市基礎圖為參考，根據1987年相關圖件來制作研究區的景觀類型圖;②運用ENVI 4.3軟件對2個時段的遙感圖像進行幾何糾正，并按照研究區的行政邊界進行裁剪來獲得研究區遙感圖。研究中，先通過實地調查來建立遙感影像解譯標志，再利用ArcGIS 9.2軟件進行目視解譯，并進行野外精度驗證，解譯正確率達93%，滿足研究需要。鑒于植被圖和土地利用圖、TM遙感影像圖、ALOS衛星遙感影像圖3種數據的分辨率不同，研究內容是景觀宏觀尺度，所以數據匹配以1987年的植被圖和土地利用圖數據以及1997年的TM遙感影像圖為標準，并將根據2007年的ALOS遙感影像解譯的景觀斑塊合并，使最小異質斑塊面積大于900 m2。另外，制圖中采用了相同的景觀分類系統和最小制圖單元。限于篇幅，1987年、1997年、2007年3期景觀圖略去。

2 研究方法

2.1 景觀受損指數

由于不同景觀類型對外界干擾的抵抗能力存在差異，因此本研究通過景觀格局指數的疊加來反映不同景觀類型所代表的生態系統在受到自然、人為干擾時，其自然屬性受損的程度。本文采用的景觀受損指數LLi為

式中，LLi為景觀受損指數;Ui為景觀干擾指數;Si為景觀敏感度指數;i分別代表耕地、林地、草地、水域、建設用地和未利用地6種景觀類型。

參照有關文獻構建的景觀干擾指數、權重和景觀類型敏感度指數［1］分別為

式(2)～式(6)中，Ui為各類景觀干擾指數，Ci為各類景觀破碎度，Fi為各類景觀分離度;D為各類景觀優勢度;a、b、c分別為破碎度、分離度和優勢度的權重;Ni為各景觀類型的斑塊數;Ai為各個景觀類型斑塊面積;A為各類景觀類型總面積;m為景觀類型;Pi為各類景觀的面積比;a、b、c值分別為 0.5、0.3 和0.2，而未利用地的權重分別為 0.3、0.2 和 0.5［1，11］。

對土地利用/景觀類型賦權重，表示其對外界干擾的敏感程度的大小［1，11］。其中，未利用地(沼澤和光灘)的權重為6，水域的權重為5，林地和草地的權重為4，耕地的權重為3，鹽田和養殖塘的權重為2，建設和居民用地的權重為1;未利用地對外界的干擾最為敏感，城市工礦及居民用地最穩定。

計算受損指數時，先對以上數據進行歸一化處理，然后通過加權合成各景觀類型干擾指數Ui，即得到各景觀類型的景觀受損指數LLi。

2.2 區域景觀生態風險分析

根據研究區范圍，先采用1 km×1 km的正方形網格對景觀受損指數進行空間劃分，采樣方式為等間距(不考慮樣本點的空間自相關性)，共有264個采樣區;然后計算每一樣區的景觀受損指數，并以此作為樣地中心點的生態風險值。若景觀類型所受的干擾度越大，則景觀類型的敏感性越強，抵抗外界干擾的能力和自我恢復的能力越弱，其生態風險也就越大。本文利用景觀組分面積的比例來計算采樣區內生態風險的相對大小，即

式中，ERk為第k個采樣區景觀生態風險指數;LLi為各類景觀受損指數;Aki為第k個采樣區內的各類景觀面積;Ak為第k個采樣區的面積。

2.3 景觀生態風險空間變異分析

景觀生態風險的空間分析是利用地統計學方法來實現的。此方法是在生態風險采樣的基礎上，先計算得出半變異函數［4］;然后進行理論半變異函數的擬合，再進行生態風險空間結構分析［2］;最后采用球狀模型進行擬合精度驗證。結果表明，擬合精度驗證符合要求［12，13］。本文利用插值法來獲得生態風險程度圖，該圖反映了生態風險的空間分布。半變異函數的計算公式為

式中，r(h)為樣本距為h的半方差;h為樣本距;Z(xi)為位置 xi處的景觀生態風險指數;Z(xi+h)為在距離為xi+h處的景觀生態風險指數;N(h)為間距為h的樣本對的總個數。以上過程借助ArcGIS 9.2軟件的Geostatistical Analysis模塊完成。

3 結果分析

3.1 區域濕地景觀和土地利用變化

鹽城海濱區域自1987年以來，土地利用發生了很大變化(圖2)。

圖2 鹽城市海濱土地利用結構變化Fig.2 Changes of structure of land use in the coastal of Yancheng

由圖2可知，1987～2007年間，區域內土地利用變化顯著的是耕地、自然濕地、人工濕地和建設用地。1987年，耕地面積是1 677.7 km2，占區域面積的比重為36.72%，到2007年，耕地面積增加到2 245.6 km2，占區域面積的比重上升為 46.17%。自然濕地面積持續迅速減少，人工濕地面積持續迅速增加。1987年，自然濕地和人工濕地的面積分別為 2 028.57 km2、455.19 km2，占區域面積的比重分別為44.4%、9.96%，到2007年，自然濕地和人工濕地的面積分別為 1 266.29 km2、911.08 km2，占區域面積的比重分別為26.01%和18.72%。20 a間，自然濕地的面積減少了近一半，而人工濕地面積則增加了近一倍。同時，20 a間建設用地的面積增加了309.81 km2，是區域土地利用變化速度最大的用地類型。

3.2 區域景觀結構和景觀受損指數變化

1987年、1997年、2007年3期區內景觀類型的組成和結構見表1。

表1 區域景觀指數與景觀受損指數Tab.1 Indices of landscape pattern and its loss

由表1可知，1987年景觀類型主要以農田、光灘為主，兩者占全區面積的比例分別為36.72%和35.44%，鹽田和蘆葦沼澤等景觀類型也占一定比例。1997年，景觀結構變化顯著的是:農田和光灘的面積顯著減少，占全區面積的比例變為28.31%和18.47%，而其他用地(非濕地)面積增加，比例由1.35%上升為 18.79%。2007年，米草沼澤、養殖塘、其他用地面積顯著增加，而光灘、鹽田和堿蓬沼澤等景觀類型顯著減少。總之，自然濕地沼澤的面積迅速減少(米草沼澤除外)，人工濕地和非濕地的面積不斷增加。1987～2007年，各景觀類型的斑塊數量迅速增加，景觀各個斑塊的平均面積逐漸減小，景觀逐漸破碎化，在3個時段各類型景觀的比重差異顯著。

景觀受損指數反映了不同景觀類型受到人為干擾時，其自然屬性受損的程度。1987～2007年，區域景觀受損指數變化顯著的是:米草沼澤、水域和農田的受損指數減小，這分別與米草沼澤迅速擴張、水域面積擴大、農田集中連片因素有關;而光灘、養殖塘、其他用地等景觀類型的受損指數增加，則均與人類活動對景觀的干擾加劇有關。1997～2007年，米草沼澤、鹽田景觀類型受損指數減小，與米草沼澤迅速擴張和鹽田迅速減少有關;其他所有景觀類型的景觀受損指數增加，反映人類對景觀的干擾程度增加。

3.3 景觀生態風險評價

為了便于比較生態風險(ER)值的大小，本文用自然裂點分類，按照評價單元的生態風險指數將生態風險劃分為以下5個等級:極高(5級:ER≥0.869)、高(4 級:0.653≤ER ＜ 0.869)、中(3 級:0.402≤ER ＜ 0.653)、低(2 級:0.171≤ER ＜0.402)和無(1級:ER ＜0.171)。統計出的各個等級評價單元面積和所占總面積的比例大小見圖3。

圖3 1987年、1997年、2007年各級生態風險等級面積比例Fig.3 Percent of the ecological risk grades in 1987、1997 and 2007

1987年，區內景觀生態風險類型主要以3級、1級和5級為主;1997年，5級和2級景觀生態風險類型面積迅速增加;2007年，3級、4級和5級景觀生態風險類型面積增加(圖4)。

圖4 生態風險級別的克呂格插值空間分布Fig.4 Distribution of Kriging interpolation for ecological risk grade

1987～2007年間，區內各景觀生態風險等級面積比例變化為:無生態風險等級景觀面積呈減少趨勢，低生態風險等級景觀面積呈先增加后減少的變化;中生態風險和高生態風險等級景觀面積呈先減少后增加的變化;極高生態風險等級景觀面積呈增加趨勢。中生態風險等級景觀面積變化最大，年平均變化率為1.1%;其次是極高生態風險等級，年平均變化率為0.89%。1987～1997年、1997～2007年間所有變化景觀類型面積的比例分別為42.03%、16.22%。20 a間，江蘇省海濱區域有29.13%面積的區域景觀生態風險增大。從各景觀生態風險等級區域的空間分布來看，高風險等級景觀面積不斷擴大，區域景觀生態風險程度逐漸加劇。

3.4 景觀生態風險空間變異

3.4.1 空間變異性程度

景觀生態風險指數半變異函數球狀模型的擬合結果如圖5所示。

圖5 生態風險指數的變異函數擬合曲線Fig.5 Simulation curve of Semivariograms to ecological risk index

表2是在各向異性條件下獲得的變異函數理論模型及其相關參數。

表2 景觀生態風險變異函數球狀理論模型及其相關參數Tab.2 Semivariogram theoretical models of the ecological risk for landscape and corresponding parameters

變異函數的主要參數有塊金值、基臺值、變程、塊金值與基臺值之比和各向異性，它們是用于定量地描述各要素的空間異質性程度、組成、尺度和格局的特征［13，14］參數。基臺值是衡量生態風險指數的空間波動幅度參數，表示風險指數在空間上的最大變異，其值越大，表明總的空間變異程度越高［13］，而塊金值則表示隨機部分的空間異質性，基臺值和塊金值都可以描述空間的變異程度。

表2中，本區1987年的基臺值最小(0.414)，說明區域內生態風險強度的空間分布比較均勻，差異性較小。本區2007年的基臺值最大(1.630)，2007年半變異函數的基臺值是1987年的3.94倍，表明隨著區域景觀受損程度的加大，景觀生態風險的空間變異性程度增大。本區1997年的塊金值最大(0.573)，表明較小尺度上(＜12.5 km，圖5)的某些過程不可忽視。

塊金值與基臺值的比值反映了不同區域風險空間變異的相關程度，參考Cambardella提出的分級標準［14］，本區2007年的塊金值與基臺值的比值小于25%，說明鹽城市海濱區域景觀生態風險空間變異的相關程度強，其1987年和1997年的塊金值與基臺值的比值介于25% ～75%之間，說明鹽城市海濱區域景觀生態風險空間變異的相關程度中等，空間相關程度較強。1987～2007年，變程值由44.64減為19.97，反映景觀受損的空間變異尺度逐漸減小。

3.4.2 景觀生態風險空間分布

景觀生態風險空間插值可以更直觀地顯示其在空間的變化趨勢(圖4)。表2中長軸方向是景觀生態風險空間變異的延伸方向(與海岸帶延伸方向基本一致)。1987年、1997年、2007年等3期景觀生態風險空間變異性均是東西方向上的變異大于南北方向上的變異，但異向性逐漸顯著(由3.413增為4.021)。在東西方向上，景觀生態風險強度由低變高，而后又降低。最高風險級別景觀生態風險強度位于本區西部農田與東部光灘沼澤交界的過渡帶。由于江蘇省海濱區域各海岸帶類型和景觀寬度不同，故景觀生態風險帶也呈現不同的寬度或呈不連續分布。

1987年，極高生態風險帶呈斑塊狀分布;1997年，隨著大豐港、斗龍港和新洋港等地的開發和建設，使極高生態風險帶的分布范圍逐漸增加;到2007年，極高生態風險帶的帶狀分布特點逐漸明顯。北部的灌河口與廢黃河口之間的海岸帶，因為由鹽田景觀轉為海水養殖塘等景觀，景觀生態風險也逐漸增加，所以應加強中級生態風險和以上級別生態風險的區域生態保護與建設，以實現區域生態環境與社會經濟的可持續發展。

4 結論

(1)1987～2007年間，鹽城市海濱區域自然濕地的面積迅速減少，而人工濕地面積和非濕地景觀面積顯著增加，景觀生態風險指數呈增加趨勢;極高生態風險等級景觀的帶狀空間分布特點逐漸明顯。

(2)1987～2007年間，鹽城市海濱區域景觀生態風險的空間變異程度逐漸增大。1997年，較小尺度上的景觀生態風險的空間異質性最大，且空間變異的相關程度最大;1987年和1997年，景觀生態風險空間變異的相關程度中等。

(3)1987年、1997年、2007年等3期景觀生態風險變異均是東西方向上的變異大于南北方向上的變異;在東西方向上，景觀生態風險強度由低變高，而后又降低，最高風險強度帶位于西部農田與東部光灘沼澤交界的過渡地帶。景觀生態風險強度變化是由局部地區的人類活動對景觀改變的結果。

鹽城市海濱區域景觀生態風險和空間變異的分析結果，從總體上反映了區域生態環境的時空變化趨勢，但景觀生態風險評價和空間變異涉及人類活動的干擾、米草擴張、濕地退化演替等多種因素，同時，景觀生態風險評價只對受干擾和敏感的受體進行分析，沒有對干擾源和誘敏源進行分析，相關研究需要進一步地深入探討，以便為研究區域的生態環境變化和環境保護提供科學依據。

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The Effect of Land Use on Landscape Ecological Risk in Yancheng Coastal Area，Jiangsu Province

SUN Xian － bin1，2，LIU Hong － yu2
(1.Department of Resource Environment and Tourism Management，Wanxi College，Lu’an 237012，China;2.College of Geography，Nanjing Normal University，Nanjing 210046，China)

With the geo－statistical theoretical model and GIS technology，three periods of landscape data from 1987 to 2007 in Yancheng coastal area were assessed for ecological risk and analyzed for spatial variability.Some conclusions have been reached:① With the growing intensity of human activities in coastal wetlands，the size of natural wetlands gradually decreased，and the disturbance gradually increased in coastal area.② The ecological environment of this area was subjected to increased interference of human activity and landscape fragmentation from 1987.The change of landscape structure led to significant differences in risk indexes of landscape ecology in time and space.The landscape ecological risk of Yancheng coastal area tended to expand.③ The degree of spatial variability increased in these 20 years.In 1997，spatial heterogeneity of random party was the largest，and the space－related degree was the largest in landscape ecological risk.④ From 1987 to 2007，the scale and direction of spatial heterogeneity(autocorrelation)of landscape ecological risk in Yancheng coastal area also changed significantly.⑤ In each period，the variation in EW direction was larger than that in NS direction.In EW direction，the intensity of landscape ecological risk changed from low to high and then to low again.

Land use;Landscape ecological risk assessment;Spatial variability;Yancheng costal area

TP 79:X826

A

1001－070X(2011)03－0140－06

2010－10－09;

2011－03－26

國家自然科學基金項目(編號:41071119)、江蘇省高校自然科學研究重大項目(編號:10KJA170029)、安徽省哲學社會科學規劃項目(編號:AHSK09－10D185)、安徽省教育廳社科項目(編號:2010SK397)及安徽省人文地理學重點學科建設項目(皖西學院)共同資助。

孫賢斌(1970－)，男，副教授，博士，主要從事景觀生態與GIS應用研究。

(責任編輯:丁 群)