基于生態補償的低丘崗地改造與景觀生態設計

鐘學斌，劉成武，陳銳凱

（湖北科技學院 資源與環境科學學院，湖北 咸寧437100）

對于生態補償，國內外至今沒有一個明確的定義[1]，目前一般把生態補償理解為一種資源環境保護的經濟手段。20世紀五六十年代的以糧食為綱農業政策下，南方低丘崗地地區坡地過度墾荒，生態環境遭到破壞，水土流失成為主要的不穩定因素，嚴重制約了農業生產與區域社會經濟的可持續發展。我國國土資源部加大了對這一類型區的資金投入，著力于土地整治和改造，以修復受損的生態系統，改善農業生產條件，提高土地生產力。這種以土地整治的形式對項目區進行的資金投入實際上可看作是一種生態補償措施。

景觀生態規劃與設計，是以景觀單元的空間結構調整和重新構建為基本手段，改善受脅迫或受損傷生態系統的功能，大幅度提高景觀系統的總體生產力和穩定性，將人類活動對景觀演化的影響導入正向的良性循環[2]。然而，如何抓住對景觀內的生態流有控制意義的關鍵部位或戰略性組分，通過景觀斑塊的引入或改變，以最少用地和最佳格局來維護景觀生態過程的健康與安全，是當前土地規劃、區域和景觀尺度生態建設所面臨的共同難題[3]。低丘崗地改造就是在小尺度的農業景觀范圍內，改變項目區內原有的景觀格局，對項目區的農業景觀進行重新優化和配置，形成新的景觀格局的過程。亞熱帶丘陵崗地在我國土地資源結構中占有較大比重，本文以地處亞熱帶丘陵地區的紅安縣鹽店河村為例，對低丘崗地改造與景觀生態設計的問題進行實踐探索，以期為同類型區的農業生態建設和規劃提供借鑒。

1 數據與處理

1.1 研究區概況

湖北省紅安縣鹽店河土地整理項目區位于紅安縣七里坪鎮，倒水河上游，涉及七里坪鎮的兩個村：鹽店河村和羅畈沖村。地理位置為東經114°36′3″—114°37′30″，北緯31°27′48″—31°29′8″。項目區面積為189km2。

1.2 數據與處理

數據來源：數據來源于2006年鹽店河村1∶2 000實測地形圖和土地利用現狀圖，自然地理和社會經濟統計資料由七里坪鎮政府部門提供。

數據處理：（1）先將1∶2 000實測地形圖和土地利用現狀圖（AutoCAD 2007）進行格式轉換，生成.dxf格式并導入GIS軟件平臺（Supermap deskpro 5.3），隨后在 Supermap deskpro 5.3 環境中完成2006年土地利用現狀圖圖斑屬性的錄入，其中地類代碼采用2007年《土地利用分類》國家標準進行分類和編碼；（2）借助Supermap deskpro 5.3技術平臺完成景觀生態規劃和設計的制圖，不同方案下的土地利用調整均通過圖斑屬性編輯來進行，最后各自生成規劃專題圖。（3）將上述數據庫依次進行格式轉換生成shape格式文件并導出，借助ArcVeiw 3.2將shape文件轉換為grid格式，再運用Fragstats 3.3計算空間格局指數。

2 研究方法

2.1 技術路線

以景觀生態優化利用和提高土地生產功能為主要目的的低丘崗地改造項目區景觀生態規劃與設計的程序主要分為項目區景觀生態現狀調查、項目區規劃與設計、設計方案評價與調整3方面[4]，詳細流程見圖1。

景觀生態調查就是在確定項目區范圍后，首先分析項目區土地利用的背景，包括自然條件、社會經濟狀況等。在此基礎上對項目區進行實地踏勘和景觀生態調查，并進一步分析區域的生態環境問題和生態約束因子。景觀生態規劃設計首先對項目區進行分區，依據項目區景觀生態存在的問題、解決途徑和可持續景觀體系建設的原則，將項目區分為保護區、整治區、恢復區和建設區。隨后，根據不同的規劃設計目標和原則編制兩個或多個方案，由于不同的設計方案和措施會帶來不同的經濟、社會和生態效益，因此需要對預選方案進行分析比較，以選擇綜合效益好的方案。

圖1 景觀生態設計技術路線

2.2 景觀生態評價

2.2.1 景觀穩定性評價 景觀穩定性評價主要是評價景觀生態系統在開發利用中維持自身特點的能力[5]。景觀類型穩定程度的強弱既影響其利用現狀，又影響景觀生態系統的演變方向和未來利用程度。

景觀穩定性包括景觀功能的穩定性與空間結構的穩定性，功能穩定性是以景觀格局的空間異質性為基礎，因此采用反映景觀異質性的景觀均勻度、景觀破碎度等指標來衡量，各指標的計算方法和生態學意義參見參考文獻[6]。

指標無量綱化。指標體系中有正作用和負作用兩種類型的指標，為了突出景觀的地域差異性，采取不同極差標準化進行處理：（1）對景觀穩定性起正作用的指標，這類指標越大越好，采用Ai＝（Xi－Xi，min）／（Xi，max－Xi，min）進行量化；（2）對景觀穩定性起負作用的指標，如景觀破碎度，該類指標越小越好，則采用Ai＝（Xi，max－Xi）／（Xi，max－Xi，min）進行量化。

指標權重。采用均方差決策方法確定指標的權重[7]，其思路是：設多指標綜合評價的方案集為A＝｛A1，A2，…，An｝：指標集為G＝｛G1，G2，…，Gm｝，評價指標權向量為W＝｛W1，W2，…，Wm｝T＞0，且滿足∑Wi＝1，方案集A對指標集G的經過無量綱化后的屬性距陣為Z＝（Zij）n×m，表示方案A對指標集G的“屬性距陣”。以各評價指標為隨機變量，各方案Ai在指標Gi下的無量綱化的屬性值為該隨機變量的取值，求出這些隨機變量的均方差歸一化，其結果即為各指標的權重系數。根據這一方法計算出各指標的權重，求得景觀多樣性指數、景觀均勻度和景觀破碎度3個指標的權重分別為：0.33，0.33，0.34。

2.2.2 景觀生態服務功能評價 根據生態系統服務價值理論[8]，每一類生態系統（景觀單位）均具有多種生態服務功能，Costanza等提出了17種功能[9]，其中包括生物有機質生產、水土保持、固定CO2和調節氣候等主要服務功能，因此每一類土地利用（生態系統）的生態服務功能中均體現了經濟、社會和生態的功能。由于Costanza等人的估算是在全球尺度上進行的，因此為了減少將此應用于研究區所產生的誤差，本文使用謝高地等[10]的2007年中國陸地生態系統單位面積生態服務的平均值來進行計算。

3 結果與分析

3.1 生態分區

根據研究區景觀生態格局和土地利用現狀（圖2—3），可將研究區分為保護區、恢復區、整治區和建設區4類（表1）。其中保護區主要為植被覆蓋較好的林地，恢復區為受人類活動干擾的殘次林、荒草地，整治區為受人類過度開墾的水土流失較嚴重的坡旱地，建設區為居民點、農田和緩坡經濟林以及溝谷觀光生態區。

圖2 鹽店河村土地利用現狀

圖3 景觀生態分區

表1 鹽店河村景觀生態現狀與生態分區

3.2 景觀生態設計

目前國內普遍開展的土地整理規劃設計主要以增加耕地為目標，通過土地平整、未利用地的開發以及居民點的遷并來獲得新增耕地面積，建設資金主要用于土方工程、水利設施和道路等。

低丘崗地改造與平原地區的土地整理相比較具有新的特點，即：不再強調出地率鶴機械化作業，而是要恢復受損的生態系統，重新構建一個半自然的農業生態系統——一種景觀尺度的生態農業模式。作為一種自然生態補償的形式，低丘崗地改造的景觀生態設計應遵循如下原則：（1）景觀總體生產力保持較高水平，維持較高的景觀生產力才能保證持續土地利用的經濟可行性和生產力目標，也保證了生態系統為人類提供持續穩定的生態服務功能；（2）景觀生態穩定性原則，維持景觀生態系統的穩定，尤其是農業景觀生態系統的穩定對于抗干擾能力的增強至關重要，如防止水土流失、病蟲害等；（3）生態修復原則，原有自然生態系統大多遭受人為破壞，景觀設計要通過引入新的景觀組分（斑塊、廊道）以改善景觀生態流，并對受損的部位進行修復，或采用生態工程措施。

為了比較，本研究編制了兩套設計方案，方案1以目前一貫的土地整理規劃設計思路來組織設計（圖4），方案2依據上述生態補償的規劃設計原則，在景觀生態學格局與過程原理的指導下編制完成（圖5）。

圖4 方案1

圖5 方案2

3.3 方案比較

采用空間格局指數分析的方法，計算了項目區現狀和兩套方案的景觀結構變化和景觀異質性特征（表2—3）。

方案1以增加耕地為目標，完全不考慮生態分區的要求，而統一將區內現有荒草地進一步開發為旱地，雖未增加旱地斑塊數，但小塊變成了大塊，而其他地類均保持不變（表2）。該方案也考慮了水土流失加劇的問題，主要采用護坡和坡改梯工程來解決，但工程資金占較大比重。

方案2在以上生態分區的基礎上進行，首先將整治區的坡頂旱地、坡麓旱地和荒草地均轉變為林地，使林地斑塊數增加，而坡腰旱地轉變為園地或保留為旱地，因而旱地斑塊數量增加，但總面積減少，林地和園地斑塊數量和面積均增加，其結果是使景觀連通性大大增加，有利于生態流的進行、系統內部物質和信息交換量可大大提高。其次，恢復區原有景觀斑塊主要為灌草和殘次林，是經常性干擾的結果，因此，在生態補償資金投入的情況下恢復為人工林地是有保障的。對于建設區的農田和居民點，主要采用農田水利工程，而保護區是小片林地可基本不動。另外該方案除了進行景觀結構的調整，還引入新的景觀組分（斑塊和廊道），即增加了山塘的數量以及截留溝渠和防護林。

表2 不同設計方案的鹽店河村景觀生態系統結構

表3 不同方案的鹽店河村景觀空間格局指數

采用景觀格局分析工具Fragstats 3.3，對項目區現狀和兩套方案的景觀空間異質性特征進行計算，結果顯示（表3），現狀平均斑塊分維數最低，反映斑塊形狀規則，而景觀破碎度指數較大，說明人類土地利用對景觀干擾較大，使景觀單位面積斑塊數增大，如坡地過度開墾，林地被分割破碎化或退化為荒草地。方案1平均斑塊分維數變化較小，并未過多改變斑塊形狀，但由于土地利用類型的調整使景觀多樣性指數和均勻度指數均明顯減少，而破碎度指數幾乎沒有變化。方案2平均分維數有較大增加，反映調整后斑塊形狀趨于復雜化，由于引入了新的斑塊組分，使得景觀多樣性指數和均勻度指數均有較大幅度提高，而破碎度指數略有增大。采用上述無量綱化方法，首先對評價指標進行標準化處理，然后乘以各自權重并求和，分別計算了項目區現狀和兩個不同方案的景觀穩定性評價值（表4）。按評價結果并根據研究區實際，將景觀穩定性分成3個等級[5，11]：穩定（＞0.65）、亞穩定（0.45～0.65）和不穩定（＜0.45）。結果顯示，項目區現狀生態穩定性評價值為0.54，處于亞穩定狀態，方案1對景觀結構進行調整后，荒草地被開發利用，斑塊數量減少，生態穩定性評價值降低，變得不穩定。方案2改善了景觀結構并引入新的組分后，生態穩定性有了較大提高，基本處在穩定狀態。

根據上述生態系統生態服務價值的理論和計算方法，計算了項目區現狀和兩個不同方案的生態服務價值量。結果顯示，項目區現狀生態系統服務價值量為109.24萬元／a，對現狀景觀結構進行調整后，兩個方案的生態服務價值均得到提升，其中方案1的生態系統服務價值略有上升，為109.85萬元／a，而方案2有更大提升，達到139.65萬元／a。

通過方案的比較可以看出，方案2無論從景觀生態穩定性還是生態服務價值總量來看，均較方案1要高，因此，本研究區的景觀生態設計最終確定為方案2。

表4 不同方案的景觀生態系統穩定性評價結果

3.4 景觀生態工程設計

研究區為低丘崗地，坡地面積較大，生態流進行較為迅速，尤其是水和養分的流動過程。方案2作為最終方案，通過對植被的恢復使植被面積大大增加，對涵養水源和保土保肥意義重大。但由于農地斑塊也占有較大比重，其抗干擾能力較差，因此必須引入新的景觀組分以維持其穩定性，主要是引入防護林、布設截流溝蓄水和排水系統以及梯地改造工程（圖6—7）。

圖6 蓄水—灌排水工程設計（局部）

圖7 坡地改梯地工程措施設計

圖6中截流蓄水—排灌水工程的設計由截留溝、山塘和排水溝組成。截流溝沿等高線開挖，可根據資金情況采用硬化或防滲處理，截流溝主要功能是蓄積山林涵養的水源，同時在暴雨時攔截坡面徑流，減緩水土流失，溝截面可按梯形開挖：溝底寬0.5m、溝面寬1.2m、溝深1m，水深0.8m，設計流速0.45m／s，比降為0.001。截流溝與兩端的山塘相連，通過截流輸送使山塘的水量得以保證，兩者保持一種動態平衡。灌排水溝與山塘相連，起著排水和灌溉的雙重作用。

圖7中梯地改造工程是坡地利用的主要方式[12]，根據本研究區的地形地質和生物土壤的構成，梯地設計采用生物籬技術，既可保持水土又可改善系統的生物流，因此，梯地護坡以灌草為主，坡高保持在1～1.5m，田埂寬保持在0.3m，坡比1∶0.5。梯田埂種植茶樹以維持坡面穩定。梯田面種植經濟作物或果木，本地區適宜發展油桐，一旦形成規模，既可產生可觀的經濟效益，也可產生較高的生態效益。

4 討論

關于景觀結構穩定性評價指標的選取，不同學者采用了不同的指標，主要有景觀多樣性、景觀優勢度、景觀均勻度、景觀破碎度、聚集度指數、廊道連通度等指標[13]，本研究對景觀穩定性的評判，主要采用反映景觀異質性的景觀均勻度、景觀破碎度以及景觀多樣性指數等指標來衡量，同類研究中已有一定的進展，但目前仍然有待進一步深入和完善。

對于景觀生態系統功能的測算，本研究采用的是生態服務價值法，由于單位生態服務價值量選用謝高地等研究中的全國平均值，必然與本區域的實際狀況存在一定的差異，因此需要進行單位價值量的校正，但作為相對價值量進行方案比較，一定程度上也可以反映兩者差別。

南方低丘崗地改造主要在鎮政府和土地管理部門的指導下以村為行政單位劃分項目區并推行，主要考慮到村級行政單位相對獨立有利于資金分配以及施工組織，而改造過程中土地利用類型的轉變由村委統一協調相對容易實現。對村級尺度的景觀生態格局調整所引起的生態穩定性狀態，因尺度較小其表現并不一定突出，但作為規劃的指導，具有一定的實際意義。本研究作為一種嘗試，需進一步深入探討。

[1]毛顯強，鐘瑜，張勝.生態補償的理論探討[J].中國人口·資源與環境，2002，12（4）：38－41.

[2]肖篤寧，解伏菊，魏建兵.區域生態建設與景觀生態學的使命[J].應用生態學報，2004，15（10）：1731－1736.

[3]鐘學斌，喻光明，張敏，等.丘陵山區土地利用的景觀空間格局與農業景觀生態設計[J].山地學報，2008，26（4）：473－480.

[4]黃霄羽，畢銀麗，張占錄.土地整理中景觀生態規劃設計系統構建[J].資源與產業，2008，10（5）：125－129.

[5]任志遠，張艷芳.土地利用變化與生態安全評價[M].北京：科學出版社，2003：105－107.

[6]Hargis C D，Bissonette J A，David J L.The behavior of landscape metrics commonly used in the study of habitat fragmentation[J].Landscape Ecology，1989，13（3）：167－186.

[7]龐彥軍，劉開第，張博文.綜合評價系統客觀性指標權重的確定方法[J].系統工程理論與實踐，2001（8）：37－42.

[8]趙景柱.生態系統服務的物質量與價值量評價方法的比較分析[J].應用生態學報，2002，11（2）：290－292.

[9]Costanza R.The value of the world′s ecosystem services and natural capital[J].Nature，1997，387：253－260.

[10]謝高地，甄霖，魯春霞，等.生態系統服務的供給、消費和價值化[J].資源科學，2008，30（1）：93－99.

[11]盧遠，華璀，鄧興禮.丘陵地區土地可持續利用的景觀生態評價[J].山地學報，2004，22（5）：533－538.

[12]劉秀花，李林.莊浪縣梯田化建設對生態—經濟—社會協調發展的作用[J].水土保持研究，2007，14（2）：65－67.

[13]劉勇，吳次芳，岳文澤.土地整理項目區的景觀格局及其生態效應[J].生態學報，2008，28（5）：2261－2269.