1976—2013年三江平原景觀生態風險變化及驅動力

劉春艷,張　科,劉吉平

吉林師范大學旅游與地理科學學院, 四平　136000

自然生態系統為人類社會發展提供了重要的物質基礎和生態服務,其結構與功能的持續穩定已成為人類社會發展的先決條件[1]。然而,人類社會的不斷擴張使得全球絕大部分區域的自然生態系統都直接或間接地承受著人類活動所帶來的壓力和脅迫,這些壓力和脅迫導致了諸多的生態風險[2]。生態風險是一個種群、生態系統乃至整個景觀的生態功能受到外界脅迫,從而在當前和將來對該系統的健康、生產力、遺傳結構、經濟價值和美學價值產生不良影響的一種狀況[3]。作為尺度研究評價指標,景觀生態風險是指自然或人為因素影響下景觀格局與生態過程相互作用可能產生的不利后果。景觀生態風險評價依托景觀生態學的生態過程與空間格局耦合關聯視角,更加注重風險的時空異質性和尺度效應,致力于實現多源風險的綜合表征及其空間可視化。因此,景觀生態風險研究可以為區域綜合風險防范提供決策依據、有效指引區域景觀格局優化與管理[2]。近年來,國內外學者對不同區域生態風險進行了廣泛而深入探討。國外學者研究主要集中在基于區域尺度的景觀生態風險評價及其方法和模型的探討[4]。如Ayre等[5]運用貝葉斯網絡模型,對美國俄勒岡州森林景觀進行生態風險評價, 而Molinos等[6]通過對當地氣候條件度量,研究了日本海洋保護區的生態風險狀況,Bayliss等[7]將Ranger鈾礦點源風險與彌散景觀尺度風險進行比較,定量化研究了澳大利亞卡卡杜國家公園Magela Creek泛濫平原的生態風險,Paukert等[8]從土地利用變化和景觀結構角度構建了景觀尺度上的生態風險指數。國內相關學者利用景觀格局指數比較不同景觀之間的結構特征,揭示了景觀生態風險動態變化過程及其時空規律[9]。如許妍、鞏杰、凡姚申等[10- 12]利用景觀指數分別對太湖地區土地利用、甘肅白龍江流域和舟山朱家尖島的景觀生態風險格局進行了研究,取得了較好的研究成果,這些研究成果主要涉及土地利用生態風險評價、流域生態風險評價和海域生態風險評價等。盡管目前景觀生態風險研究已成為國內研究熱點之一,但國內研究學者對景觀生態風險驅動力的研究多從定性方面進行分析,缺乏定量的研究手段,本文利用地理探測器進行定量分析景觀生態風險變化及驅動力。目前地理探測器主要應用于土地利用、公共健康、區域經濟、區域規劃、考古、地質、氣象、環境、污染、遙感和計算機網絡的研究[13],但在景觀生態風險變化與其驅動因子定量研究中尚不多見。三江平原作為我國最為集中的沼澤分布區和重要的商品糧基地,研究其景觀生態風險格局對區域環境保護和國家糧食安全具有重要意義,同時豐富了景觀生態學理論,也為景觀規劃和管理決策提供了輔助手段。本文以三江平原為研究區域,基于GIS和RS技術研究三江平原景觀生態風險的時空動態變化規律,并利用地理探測器研究三江平原景觀生態風險變化與其驅動因子之間的定量關系,比較不同驅動因子對景觀生態風險貢獻量的大小,為三江平原可持續發展提供科學依據。

1　研究區域與方法

1.1　研究區域概況

三江平原位于我國東北部,黑龍江省東部,總面積為10.89×104km2,是由黑龍江、松花江和烏蘇里江沖積形成的低平原,位于43°50′—48°27′N,129°30′—135°5′E,包括佳木斯市、鶴崗市、雙鴨山市、七臺河市、雞西市所屬的21個縣(市)和牡丹江市所屬的穆棱縣、哈爾濱市所屬的依蘭縣(圖1)。三江平原屬溫帶濕潤、半濕潤大陸性季風氣候區,年均氣溫2.5—3.6℃,10℃以上活動積溫2300—2500℃,年降水量500—600 mm。在三江沖積低平原和興凱湖沖積、湖積低平原內,沼澤植被大面積分布。土壤類型主要有草甸土、白漿土、暗棕壤、沼澤土,土地的自然肥力較高。三江平原地勢總趨勢是西南高,東北低。三江平原的經濟產值以農業經濟為主,并且農業以種植業和牧業為主,林業和漁業比重相對較小。20世紀90年代中期,三江平原的糧食種植結構發生了較大變化,由種植大豆、小麥為主的農作物逐步向種植大豆、玉米和水稻為主轉變,尤其是水田發展迅速[9]。

圖1　三江平原位置圖Fig.1　Location map of the Sanjiang Plain

1.2　數據來源與處理

選取三江平原1976年、1995年和2013年遙感影像為數據源。其中,1976年采用Landsat MSS影像,分辨率為80 m；1995年和2013年數據源分別來自于Landsat TM和Landsat OLI遙感數據,分辨率為30 m。遙感數據時相均為5月中旬—9月中旬。為了減少影像分辨率對景觀格局指數計算的影響,將各時期的遙感影像分辨率統一重采樣為80 m,對遙感影像進行幾何校正和圖像增強處理,建立圖像解譯標志,然后進行人工解譯,同時根據研究區的特點和分析精度要求, 參照 《土地利用現狀調查技術規程》[14]和《中國資源環境遙感宏觀調查與動態研究》[15],將三江平原景觀類型劃分為6類：農田、林地、草地、水域(包括河流、湖泊和水庫)、居民建設用地和濕地(包括沼澤和灘涂)。經野外調查驗證其準確率達到92%,滿足本研究需要。

驅動力分析中的氣象數據來源于中國氣象數據網(http://data.cma.cn/)；土壤類型數據來源于中國科學院資源環境科學數據中心(http://www.resdc.cn/)；DEM 數據由馬里蘭大學地球科學數據中心(http://glcfapp.umiacs.umd.edu/)提供；地貌類型是直接對三江平原地貌圖數字化處理,并進行歸類合并；居民點是通過提取三江平原土地利用圖而獲得的,然后采用ArcGIS進行緩沖區分析,得到各評價單元距居民點的距離；保護區是直接數字化研究區中各自然保護區的規劃圖獲得。

1.3　研究方法

用Fragstats 3.4軟件計算研究區6種景觀格局指數。為了更好的研究三江平原3個時期景觀風險指數的時空差異,本文采用網格分析法,計算不同時期各網格的景觀風險指數,并采用克里格插值對景觀風險指數進行插值,得到三江平原景觀生態風險分布圖,進而對研究區生態風險空間特征的動態變化進行分析,并利用地理探測器定量分析景觀生態風險變化的驅動力。

1.3.1景觀生態風險小區的劃分

結合三江平原的面積和研究尺度,參考相關文獻[9- 12],將研究區劃分為10 km×10 km的網格單元,共劃分風險小區1222個。

1.3.2景觀生態風險指數的構建

研究選取了6個景觀指數進行分析：景觀破碎度、景觀分離度、景觀優勢度、景觀干擾度、景觀脆弱度、景觀損失度。景觀干擾度指數由景觀破碎度、景觀分離度和景觀優勢度疊加所得, 計算方法參見文獻[16]；景觀脆弱度指數由專家打分法獲得(表1)；在此基礎上通過景觀脆弱度指數和景觀干擾度指數構建景觀生態風險指數。

表1　景觀格局指數計算方法

ni為景觀類型i的斑塊數；Ai為景觀類型i的總面積；li為景觀類型i的距離指數；A為景觀總面積；Qi=斑塊i出現的樣方數/總樣方數；Mi=斑塊i的數目/斑塊總數；Li=斑塊i的面積/樣方的總面積；a,b,c為相應各景觀指數的權重,且a+b+c=1,根據分析權衡,并結合前人研究成果,認為破碎度指數最為重要,其次為分離度指數和優勢度指數,以上3種指數分別賦以0.6,0.3,0.1的權值

最終得到景觀損失度指數(Ri)以及景觀生態風險指數(ERI)計算公式如下：

Ri=Si×Fi

(1)

(2)

式中,Ai為區域內景觀類型i的面積；A為景觀總面積,Ri為景觀損失度指數。

1.3.3地理探測器

地理探測器由風險探測器、因子探測器、生態探測器和交互作用探測器四部分組成[13]。風險探測器用來探測風險存在的區域,生態探測器主要用于探測不同因子在影響景觀生態風險空間分布方面的作用是否有顯著差異,因子探測器用于檢驗某種因子是否是形成該景觀生態風險空間分布格局的原因,交互探測器可以用來識別因子兩兩之間的交互作用[17]。由于本文主要定量分析各驅動因子對三江平原景觀生態風險變化的貢獻率大小,交互作用探測器雖能解釋各因子間的定量關系,但受文章篇幅所限,加之交互作用的機理較為復雜,因此本文選取“因子探測器”。

因子探測器,用因子的解釋力PD,H進行判斷,解釋力越大,因子對于景觀生態風險變化的貢獻量越大,即關系越密切,反之則越小。計算方法如下：

(3)

(4)

式中,D為影響因子,H為景觀生態風險值,PD,H為D對H的解釋力,即貢獻量[13]。

1.3.4人為干擾度的架構

為了分析三江平原人為干擾度對景觀生態風險的影響[18],根據前人的研究成果[18- 21],結合研究區的景觀類型和實際情況[9],對研究區的6種景觀類型進行人為干擾度指數賦值[22]。

某個網格單元的人為干擾度計算公式為：

(5)

式中,D為某個網格單元的人為干擾度,HIi為第i類景觀類型的干擾度指數,Si為第i類景觀類型的面積,S為網格單元的總面積。

三江平原景觀生態風險格局的時空性差異是自然與社會經濟要素共同作用的結果。本文選取地貌、海拔高程、河流、土壤、降水量與氣溫作為自然驅動因子,選取距居民點和保護區距離、人為干擾度作為人為驅動因子。

2　結果與分析

2.1　景觀格局動態變化

利用Fragstats 3.4軟件,得到研究區1976、1995和2013年各景觀類型的景觀格局指數。由于自然脅迫和人類活動的干擾,導致各景觀類型面積及斑塊數的變化, 進而導致相應景觀類型風險指數的變化[23],農田和林地為三江平原主要景觀類型；濕地次之,面積呈不斷減少趨勢；居民用地最少,但其面積在緩慢增加。從景觀類型面積和斑塊數量上看,農田和林地斑塊數量均呈先降低后增加趨勢,農田面積不斷擴大,導致農田景觀破碎度指數和分離度指數不斷降低,引起農田生態風險指數下降,農田景觀類型空間分布特征由初期小塊隨機散落分布變為集中連片分布；林地面積逐漸減少,導致其破碎度指數和分離度指數不斷增加,使林地生態風險指數上升,空間分布特征由初期集中連片分布變為小塊隨機散落分布；濕地的面積和斑塊數量不斷減少,景觀優勢度從1976年到2013年減少了近4.78倍,此外,濕地本身在6種景觀類型中脆弱度最高,加快了濕地喪失速度,使得濕地景觀損失度指數較高。景觀生態風險指數的大小受景觀脆弱度、景觀干擾度、景觀類型及土地利用結構等多種因素的綜合影響,可通過景觀損失度來表征：從景觀類型上看,濕地、居民用地、草地、水域與林地景觀損失度指數均較高,而農田則較低,居民用地和草地損失度雖較高,但受其景觀面積限制,對景觀生態風險影響力較小；此外,不同時期景觀損失度指數有所差異,濕地、水域、草地和農田的景觀損失度不斷降低,其中濕地損失度變化最為顯著,從1976年的0.7345下降到2013年的0.2643,因此,使濕地對景觀生態風險影響力有所下降,但依然較大,而林地和居民用地的損失度指數呈逐漸升高趨勢(表2)。

表2　1976—2013年三江平原景觀格局指數

2.2　景觀生態風險空間分異

2.2.1景觀生態風險空間分布

利用ArcGIS 10.2地統計分析模塊,對1976年、1995年和2013年1222個風險小區的景觀生態風險指數進行Kring插值。對三江平原生態風險分布圖的ERI進行分類,依據1976年、1995年和2013年風險小區的景觀生態風險指數值的分布特點,按照等間隔分類法將研究區的生態風險依次劃分為低風險區(ERI<0.12)、較低風險區(0.12≤ERI<0.17)、中風險區(0.17≤ERI<0.22)、較高風險區(0.22≤ERI<0.27)和高風險區(ERI ≥0.27)(圖2),同時對研究區1976年、1995年和2013年各風險等級面積進行統計(圖3)。

圖2　1976—2013年三江平原生態風險空間分布圖Fig.2　Spatial distribution pattern of ecological risk from 1976 to 2013 in the Sanjiang Plain

圖3　1976—2013年各風險等級區面積Fig.3　Distribution of the ecological risk areas from 1976 to 2013

由圖2和圖3可以看出,1976年以高風險和較高風險為主,分別占研究區總面積的41.51%和26.80%,主要分布在三江平原東北部、西北部、東部及中部地區,這些地區包括同江市、撫遠縣、友誼縣、寶清縣、蘿北縣、饒河縣、虎林市、密山市和富錦北部,該區域分布著景觀敏感性和脆弱性程度較高的沼澤濕地,導致景觀生態風險較高；中風險所占比例為14.73%,主要分布在研究區西南部的小興安嶺及中部的完達山脈,而低風險面積最小,僅為0.4×104km2,零星分布在三江平原西部和北部地區,該地以損失度較低的農田景觀為主,因此景觀生態風險較低。

與1976年相比,1995年研究區內高風險和較高風險區的面積分別減少了3.6×104km2和0.6×104km2,從空間分布上看,高風險區和較高風險區主要向研究區中部的撓力河流域、東北部的三江自然保護區、西南部的倭肯河流域、東部的烏蘇里江沿岸以及南部的興凱湖地區收縮,高風險區降幅達80%,主要原因是隨著經濟的發展,人口不斷增加,人們毀林開荒、毀草開荒和部分沼澤濕地農田化,以生態風險較低的農田景觀取代原有的林地和濕地景觀[16],因此造成高風險和較高風險區面積急劇減少；低風險、較低風險和中風險占全區的比例分別為13.32%、32.78%和24.26%,與1976年相比,三類風險區面積均不同程度增加,且增幅明顯；較低風險區是5類風險區中面積最大一類,景觀類型以林地為主,草地和農田次之,主要分布在研究區西部和西南部,以依蘭縣、雞東縣、樺川縣、集賢縣、綏濱縣、雞西市、穆棱縣北部和蘿北縣南部最為突出,主要由高風險和較高風險轉化而來。此外,在研究區中部、東北部和東南部出現零散分布的幾個高風險區,這主要由于自然保護區(東北部洪河和三江保護區、東南部興凱湖保護區)建立,使保護區內沼澤濕地得以保存下來,而保護區外受人類活動影響顯著,大量沼澤濕地被開墾,使農田成為該地區主要的景觀類型[24],景觀脆弱度和損失度降低,因此造成保護區內外風險類型差異。

至2013年,研究區內高風險和較高風險區進一步減少,高風險區僅占研究區總面積的3.24%,主要分布在保護區附近；而低風險和較低風險區面積明顯增加,其中低風險由1995年的1.5×104km2增加到2013年的3.2×104km2,漲幅近2.2倍,較低風險占全區總面積比例由1995年的32.78%提高到2013年的35.46%,說明此時低風險和較低風險成為研究區主要風險類型。

2.2.2景觀生態風險空間格局變化

利用GIS技術,得到不同時期三江平原風險變化分布圖。1976—2013年,三江平原大部分地區風險值呈逐漸降低的趨勢,景觀生態風險平均值由1976年的0.300下降到1995年的0.186,再降低為2013年的0.162。降低幅度較大的地區主要位于研究區東北部的撓力河、別拉洪河和鴨綠河流域,以及東部的穆棱河下游地區,該區域主要位于濕地喪失明顯的地區,景觀類型主要由濕地向農田轉變,而農田的生態風險值遠低于濕地,造成這些地區生態風險值大幅度下降。三江平原部分地區風險值逐漸升高,主要位于研究區西部的小興安嶺、中部的完達山脈,以及興凱湖地區,這些區域景觀類型以林地或水域為主,而林地和水域的生態風險值逐漸降低。總體來看,三江平原景觀生態風險呈現逐漸降低趨勢,這主要由于三江平原人口數量的不斷增多,耕地需求量隨著人口的增加而不斷增大,為了保證國家糧食安全,國家在政策上鼓勵對濕地進行開發,而大規模的農業開發活動[25]導致大片濕地破碎化,使得濕地面積不斷減少,破碎度和優勢度降低,景觀生態風險降低(圖4)。

圖4　1976—2013年三江平原生態風險變化圖Fig.4　Change of ecological risk from 1976 to 2013 in the Sanjiang Plain

圖5　1976—2013年三江平原風險質心和標準化橢圓的動態變化Fig.5　Change of risk centroid and standard ellipse from 1976 to 2013 in the Sanjiang Plain

利用ArcGIS空間統計工具,分別計算1976、1995和2013年三江平原的風險質心和標準差橢圓。由圖5可知,1976—2013年生態風險質心總體呈現“東北-西南”的空間分布格局,質心轉移距離37.8 km,受人類活動的影響,風險質心逐漸向研究區西南方向轉移,1976—2013年標準差橢圓短軸與長軸之比逐漸增大,短軸與長軸均呈現增加趨勢,這表明研究區景觀生態風險在東-西方向和南-北方向均呈現延伸狀態,且短軸的延伸趨勢要強于長軸延伸趨勢。生態風險質心在1976—1995年向西南轉移了28.1 km,而在1995—2013年向西南轉移了9.8 km,說明前期風險比后期變化顯著,這是由于1976—1995年間研究區東北部的濕地遭到大量開墾,濕地面積明顯減少,農田面積逐漸增加,同時隨著機械化程度的提高與交通條件的便利,使許多開發初期不便開發的宜農荒地得到了進一步開墾[26],到2013年研究區東北部農田面積明顯增多,受地形地勢限制,而西南部農田面積相對較少,景觀類型以生態風險在逐漸升高的林地為主,因此造成三江平原西南部的風險指數超過其東北部,所以表現為生態風險整體向研究區西南方向移動(圖5)。

2.3　三江平原景觀生態風險動態變化影響因素分析

景觀生態風險的影響因素隨時間推移有所變化,并且其影響程度在空間上也存在明顯差異。

2.3.1地形地貌因素

利用ArcGIS的空間分析工具,結合研究區的DEM,得到1976—2013年三江平原景觀生態風險與海拔的關系圖。由圖6可知,不同時期三江平原景觀生態風險在不同海拔高度有所差異,總體上呈降低態勢。3個時期最大值均出現在0—35 m,景觀生態風險降幅在50—65 m處達到最大,之后景觀風險值交替變化,但變化幅度相對平穩；0—50 m景觀主要類型是濕地和水域,景觀的分離度和脆弱度較高,因此景觀風險較大,農田和居民點主要出現在海拔50—95 m,該景觀類型的分離度和脆弱度相對較低,因而景觀生態風險居中；在95—800 m,景觀生態風險呈低位波動變化并逐漸趨于穩定,由于人類活動主要發生在低海拔平原區,而95—800 m景觀類型主要為林地,受人類活動影響較小,因此景觀分離度和破碎度相對較低,景觀優勢度明顯,導致景觀生態風險值最小；從地貌類型上看,1976—2013年,三江平原景觀生態風險較高地區主要集中在3種地貌類型上,即地勢較低的低河漫灘、河流階地、高河漫灘,且與研究區中沼澤濕地集中分布區相一致[27]。

2.3.2居民點建設

居民點是人類按照生產和生活需要而形成的集聚定居地點[24],也是影響景觀生態風險格局重要的土地利用方式。結合研究區實際情況,利用ArcGIS軟件,以1 km為緩沖單元,分別制作1976—2013年三江平原居民點的緩沖區,統計不同距離條件下三江平原景觀生態風險平均值(圖7)。圖7表明,隨著距居民點距離的增加,景觀生態風險呈現先上升后下降趨勢。但不同時期景觀生態風險最大值位置相同,均位于9—10 km處,在11—20 km,景觀生態風險呈現逐漸降低趨勢。這主要由于在居民點附近,工農業活動頻繁,早期沼澤濕地和水域早已被開墾為農田,因而景觀生態風險相對較低,隨著距居民點距離增加,人類活動受到限制,使得濕地和水域能夠較好的保存下來,在17—20 km景觀類型主要為林地,受地形地勢條件限制,林地分布廣泛,優勢度明顯,而脆弱度和損失度較低,因此景觀生態風險相對較低,人類活動是土地利用變化的直接驅動因子[28],同時人類活動也是引起生態風險的直接原因[29]。

圖6　1976—2013年三江平原景觀生態風險與海拔之間的關系Fig.6　Relationship between landscape ecological risk and altitude from 1976 to 2013 in the Sanjiang Plain

圖7　1976—2013年三江平原景觀生態風險與距居民點距離之間的關系Fig.7　The relationship between landscape ecological risk and distance from residential area from 1976 to 2013 in the Sanjiang Plain

2.3.3保護政策與保護區建設

景觀生態風險與保護政策以及保護區建設關系密切。1992年中國加入《濕地公約》,開始重視濕地保護,1994年《中國生物多樣性行動計劃》執行,三江平原成為國家重點保護的地區之一,1998 年黑龍江省政府決定在省內停止任何形式的濕地開發,2003 年黑龍江省人大常委會討論通過《黑龍江省濕地保護條例》等[30],與此同時,國家興建了許多自然保護區,如：三江自然保護區(1992年)、興凱湖國家級自然保護區(1994年)、洪河國家級自然保護區(1994年)、撓力河國家級自然保護區(1996年)等,20世紀90年代還提出用于濕地恢復的退耕還濕政策,保護三江平原濕地,因此,在國家政策的強制調控下,濕地面積變化較緩和。而現在殘存的沼澤濕地也主要分布在保護區及周邊地區[24]。

利用GIS技術統計保護區不同距離景觀生態風險的變化情況(圖8)。結果表明,1995年,距離保護區越近,景觀生態風險越大,保護區的建立使保護區內濕地得到有效保護,但保護區外的濕地還是受到人為干擾的影響[31],在0—2 km處是距保護區最近的區域,也是受人為干擾最強烈的區域,所以景觀生態風險較高,距保護區15 km以外,由于人為干擾影響較小,因此景觀生態風險較低。

2.3.4人為干擾度

干擾是自然界中普遍存在的一種現象,其直接影響著生態系統的演變過程[32- 33]。人類活動所造成的人為干擾對地表自然環境和生態系統的影響急劇增加[34]。景觀類型變化作為區域人類活動影響最直觀表現,研究人為干擾條件下景觀生態風險變化對實現人類社會與自然環境的可持續發展具有重要意義。利用GIS空間分析功能,將人為干擾度劃分為10級,數值越大干擾強度越大。借助Excel軟件,建立人為干擾度與景觀生態風險之間關系。如圖9所示,可以看出,1976—2013年景觀生態風險最大值出現在1—2級之間,說明人為干擾度越小景觀生態風險越大；不同時期景觀生態風險最小值均出現在9—10級之間,說明隨著人類干擾強度增大,人類活動改變了地表覆被狀況,特別是經過四次大規模農業開墾[35],濕地景觀完整性遭到破壞,引起濕地逐漸農田化,因此景觀生態風險逐漸降低。總體上看,1976—2013年三江平原景觀生態風險隨人為干擾強度增加而不斷降低。但各時期略有不同,1976年呈現先增后降再增的“N”字型分布規律。1995年和2013年分布趨勢較一致,均呈逐漸下降態勢。但1976年景觀生態風險明顯高于其他兩個時期,說明1976年人為干擾度最強,而1976—2013年人為干擾度呈現不斷降低趨勢,這主要與保護政策、保護區建立和濕地破碎化有直接關系。

圖8　1995年景觀生態風險與距保護區距離之間的關系Fig.8　The relationship between landscape ecology risk and distance from protected area at 1995 in the Sanjiang Plain

圖9　1976—2013年景觀生態風險與人為干擾度之間的關系Fig.9　The relationship between landscape ecology risk and human disturbance from 1995 to 2013 in the Sanjiang Plain

2.3.51976—2013年景觀生態風險變化影響因子定量分析

利用因子探測器探測各影響因子之間的相對重要性,即計算每個因子對風險變化的貢獻量(PD,H),見表3。

由表3可知,1976—2013年,人為干擾度和距居民點距離在影響景觀生態風險變化的貢獻量中排在前兩位,且解釋力均在30%以上,說明人為干擾度和距居民點距離是三江平原景觀生態風險變化的主控制因素,此外,地貌類型和流域類型對景觀生態風險貢獻量也較為顯著,說明自然因素對景觀生態風險變化同樣具有重要作用。1995年影響三江平原景觀生態風險變化主要因素為人為干擾度(71.2%)、居民點距離(64.6%)、保護區距離(43.7%)、地貌類型(11.2%)、流域類型(8.9%),其中人為干擾度、居民點距離和保護區距離的因子解釋力明顯高于地貌類型和流域類型,說明人文因素對三江平原景觀生態風險變化起主導作用,2013年對景觀生態風險解釋力較大的因子依次為人為干擾度(36.9%)、居民點距離(32.8%)、地貌類型(23.5%)和保護區距離(23.3%),而地貌類型解釋力大于保護區距離,說明并不是所有的人文因素解釋力都大于自然因素,由于三江平原濕地農田化過程在該時期表現的最為劇烈,雖然國家制定了一系列相關保護政策,建立了自然保護區,但保護政策落實和保護區的完善仍需要一個過程。

表3　景觀生態風險各驅動因子貢獻量/%

3　結論

(1)1976—2013年,三江平原景觀空間變化由小塊隨機分布向集中連片轉變。農田、草地、水域和居民用地的優勢度明顯增加,景觀的空間聚集性逐漸增加,而濕地景觀損失度最高,優勢度降低,景觀的空間聚集性逐漸降低。

(2)從研究區生態風險空間分布與格局變化上看,1976—2013年,三江平原的景觀生態風險呈逐漸降低的趨勢。1976年,三江平原以高風險和較高風險為主,1995年高風險和較高風險面積顯著減少,2013年高風險面積進一步減小；高風險和較高風險區不斷向研究區內保護區收縮,低風險和較低風險逐漸向三江平原西部和西南部擴張；生態風險整體向西南方向運移。

(3)從影響因素上看,三江平原景觀生態風險格局變化主要受海拔、地貌、居民點、保護區距離和人為干擾度等因素影響；景觀風險最大值出現在海拔0—35 m,地勢較低的低河漫灘、河流階地、高河漫灘景觀生態風險較高；景觀生態風險隨居民點和保護區距離增加而降低,隨人為干擾度增強而下降；地理探測器定量分析結果表明,人為干擾度、居民點及保護區距離是影響三江平原景觀生態風險的關鍵因素。

本文在利用地理探測器確定影響因素的貢獻量時,由于時間跨度大,數據收集困難,因此本研究并沒有考慮人口和GDP要素對景觀風險的影響,同時,本文僅做了因子探測分析,并沒有考慮各因子之間交互作用,在以后的研究中會更加深入的研究各因子以及因子交互對景觀風險的影響。