梁野山國家級自然保護區(qū)景觀生態(tài)風險評價

李 崢

（福建省林業(yè)調查規(guī)劃院 自然保護地監(jiān)測中心，福建 福州 350003）

自然保護區(qū)建設作為自然保護地體系建設的重要組成部分，面臨著自然資源保護和開發(fā)和諧統(tǒng)一的問題。人類活動在一定范圍和程度上影響著景觀格局和生態(tài)過程的變化，在不同尺度下，通過景觀生態(tài)風險的評價和空間表征，直觀地表達出人類活動因素所產(chǎn)生的風險影響[1]，張?zhí)餥2]等研究不同尺度下景觀生態(tài)風險關聯(lián)的顯著性變化，提出多尺度綜合風險防范的城市管理需求；李謝輝等[3]基于不同尺度下研究渭河下游河流沿線區(qū)域的景觀生態(tài)特征，揭示生態(tài)風險的空間分布特征,建立在人類干擾下景觀結構與區(qū)域生態(tài)風險的有機聯(lián)系,為區(qū)域環(huán)境管理提供數(shù)量化的決策依據(jù)和理論支持；張瑩等[4]研究不同空間尺度下扎龍自然保護區(qū)景觀格局時空變化特征和演變規(guī)律，構建景觀生態(tài)風險指數(shù)，對研究區(qū)不同時期空間尺度變化過程中景觀生態(tài)風險時空變化特征進行分析，為自然保護區(qū)的管理提供有效的科學支撐，為制定自然資源管理和降低生態(tài)風險措施提供有力的決策支持，對自然保護區(qū)自然資源保護、利用和可持續(xù)發(fā)展具有重要的意義[5-8]。

以梁野山國家級自然保護區(qū)為例，通過分析研究區(qū)不同空間粒度下景觀指數(shù)的變化情況，確定適宜的空間粒度；以景觀指數(shù)為基礎，構建研究區(qū)景觀生態(tài)風險評指數(shù)；通過對比不同空間尺度下景觀生態(tài)風險評價結果和空間分布情況，確定適宜的空間尺度，為制定自然保護區(qū)保護管理工作奠定堅實的理論基礎。

1 研究區(qū)與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

梁野山國家級自然保護區(qū)位于福建武平縣境內，山系為武夷山脈最南端，南嶺山脈東頭，屬中亞熱帶、南亞熱帶過渡區(qū)域，地理坐標為：東經(jīng)116°07'～116°19'，北緯25°04'～25°20'，研究區(qū)總面積16 640 hm2。最高海拔1 538.4 m，最低海拔273 m，相對高差1 265.4 m。

1.2 數(shù)據(jù)來源

依據(jù)研究區(qū)2018年12月的資源三號衛(wèi)星（ZY-3）高分影像，按照國家土地利用現(xiàn)狀分類標準，對2018年研究區(qū)森林資源二類數(shù)據(jù)進行土地利用分類，生成2018年研究區(qū)土地利用現(xiàn)狀本地數(shù)據(jù)庫；30 m分辨率的數(shù)字高程數(shù)據(jù)，下載自地理空間數(shù)據(jù)云網(wǎng)站。

1.3 研究方法

1.3.1 空間粒度的選取

空間粒度的選擇要以研究區(qū)景觀類型的特征為依據(jù)，空間粒度選擇過小，不利用對景觀生態(tài)風險評價的總體把握；空間粒度選擇過大，容易丟失相關景觀類型信息，景觀生態(tài)風險評價準確性降低。因此，需要在不同的空間粒度大小下，分析景觀指數(shù)的變化趨勢，從而確定適宜的空間粒度，是保證景觀生態(tài)風險評價準確性的重要前提[9-10]。

1.3.2 多尺度的選擇

選取樣方尺度、生態(tài)單元尺度和行政村尺度3種空間尺度。樣方尺度的評價單元，利用GIS軟件將研究區(qū)生成正方形的漁網(wǎng)格作為評價單元，由于樣方單元劃分的大小與其景觀生態(tài)風險值存在一定的相關性，因此，需要對不同大小的樣方單元進行適宜度分析，分析其景觀生態(tài)風險區(qū)的分布情況，進而確定適宜的樣方單元大小；利用GIS軟件的水文分析工具，以研究區(qū)內子流域的分水嶺的邊界范圍作為生態(tài)單元尺度的評價單元；以研究區(qū)內涉及的26個行政村的范圍作為行政村尺度的評價單元。依據(jù)不同空間尺度下評價單元代表的景觀信息特征，計算評價單元的景觀生態(tài)風險值，利用地統(tǒng)計方法進行空間表征，得出3種空間尺度下的景觀生態(tài)風險區(qū)的分布狀況。

1.3.3 景觀生態(tài)風險指數(shù)

根據(jù)已有研究成果[11-14]，選取景觀破碎度（Ci）、景觀分離度（Ni）、景觀優(yōu)勢度（Di）3個景觀指標來構建景觀生態(tài)風險指數(shù)，用于反映研究區(qū)各景觀類型受干擾的風險程度，其計算公式為：

式中:ERIk為第k個評價單元的景觀生態(tài)風險指數(shù)；Aki為第k個風險小區(qū)內景觀類型i的面積；Ak為第k個風險小區(qū)的總面積；n為評價單元內景觀類型種數(shù)；Ri為i類景觀的景觀損失度指數(shù)。

Ri的計算公式為：式中：Si為景觀干擾度指數(shù)；Vi為景觀脆弱度指數(shù)。

Si的計算公式為：

式中：a、b、c為景觀指數(shù)的權重，分別為0.5、0.3、0.2。

Vi表示不同景觀類型對外界干擾的敏感性，值越大，生態(tài)風險越大。采用專家打分歸一化方法獲取[4，11-14]。結合研究區(qū)特點，將研究區(qū)景觀類型分別賦值：建設用地1、林地2、草地3、耕地4、園地5、水域6、其他用地7，并進行歸一化處理。

1.3.4 地統(tǒng)計分析

地統(tǒng)計學，是指以具有空間分布特點的區(qū)域化變量理論為基礎，研究自然現(xiàn)象的空間變異與空間結構的一門學科。地統(tǒng)計是一系列檢測、模擬和估計變量在空間上的相關關系和格局的統(tǒng)計方法[15-16]。景觀生態(tài)風險指數(shù)作為一種典型的區(qū)域化變量，依據(jù)評價單元及其風險值，利用GIS軟件的克里金插值功能模塊對景觀生態(tài)風險指數(shù)進行空間插值運算，得出研究區(qū)景觀生態(tài)風險的空間分布。

1.4 數(shù)據(jù)處理

景觀類型劃分：按照國家土地利用類型分類標準，將研究區(qū)的景觀類型進行劃分為建設用地、林地、草地、耕地、園地、水域、其他用地等7種景觀類型。

行政村界線：依據(jù)研究區(qū)的本地數(shù)據(jù)庫中的村代碼，提取行政村界線。

地形地貌分布圖：按照福建省地形地貌分類，依據(jù)30 m分辨率數(shù)字高程數(shù)據(jù)，將研究區(qū)的地貌形態(tài)進行劃分，得到地形地貌分布圖。

分水嶺分布圖：依據(jù)30 m分辨率數(shù)字高程數(shù)據(jù)，在GIS軟件中進行水文分析，得到子流域的分水嶺分布圖。

2 結果與分析

2.1 空間粒度的適宜度分析

選擇反應景觀水平的8個景觀指數(shù)：斑塊數(shù)量(NP)、斑塊密度(PD)、最大斑塊數(shù)(LPI)、景觀形狀指數(shù)(LSI)、聚集度(AI)、香農(nóng)多樣性指數(shù)(SHDI)、周長面積分維數(shù)(PAFRAC)、蔓延度指數(shù)(CONTAG)作為空間粒度適宜度分析的指標。在12種空間粒度(5、10、15、20、25、30、35、40、45、50、55、60 m)下計算8個景觀指數(shù)，并分析景觀指數(shù)的變化趨勢，結果如表1和圖1所示。最大斑塊數(shù)(LPI)在空間粒度10 m上波動很大；斑塊數(shù)量(NP)和斑塊密度(PD)在空間粒度10 m后值變得平穩(wěn)變化，隨后在20 m后出現(xiàn)規(guī)律性遞減；香農(nóng)多樣性指數(shù)(SHDI)基本沒有變化；其他景觀指數(shù)出現(xiàn)線性規(guī)律性變化，沒有明顯的轉折點。因此，選擇10 m作為本次研究適宜的空間粒度，同時，研究區(qū)屬于森林生態(tài)系統(tǒng)類型的自然保護區(qū)，人工活動少，人工設施建設受到一定限制，選擇此空間粒度，可較好的保留研究區(qū)的人為干擾景觀信息。利用GIS軟件，把研究區(qū)的地類本地數(shù)據(jù)庫按劃分的景觀類型轉成柵格數(shù)據(jù)，像元大小為10 m，生成研究區(qū)景觀類型分布圖。

表1 12種空間粒度下的景觀指數(shù)Tab.1 Landscape index under 12 spatial granularity

圖1 12種空間粒度下的景觀指數(shù)變化趨勢Fig.1 Trend of landscape index changeunder 12 spatial granularity

2.2 多尺度下的景觀風險評價

2.2.1 樣方尺度

以景觀類型分布圖為基礎，利用GIS軟件創(chuàng)建4種漁網(wǎng)類型 （0.5 km×0.5 km，1.0 km×1.0 km，1.5 km×1.5 km，2 km×2 km）作為樣方尺度，以生成的漁網(wǎng)格作為樣方單元，分別計算其景觀生態(tài)風險值，以漁網(wǎng)格的幾何中心點作為地學統(tǒng)計分析的插值點。為了便于各樣方尺度下景觀生態(tài)風險程度的對比，以0.5 km×0.5 km的樣方尺度為基礎，采用自然間斷點法，進行景觀生態(tài)風險程度劃分，并確定劃分區(qū)間：低生態(tài)風險區(qū)[0.135 4,0.156 0）、較低生態(tài)風險區(qū)[0.156 0,0.179 0）、中生態(tài)風險區(qū)[0.179 0,0.209 9）、較高生態(tài)風險區(qū)[0.209 9,0.252 0）、高生態(tài)風險區(qū)[0.252 0,0.337 6]。對其他樣方尺度的景觀生態(tài)風險程度進行分類，結果如圖2所示。

由圖2可得，隨著漁網(wǎng)格面積的增大，其表征的景觀生態(tài)風險的精度隨之降低。在1.0 km×1.0 km的樣方尺度下，高生態(tài)風險區(qū)的信息丟失，北部的中生態(tài)風險區(qū)和較低風險區(qū)信息丟失嚴重；在1.5 km×1.5 km的樣方尺度下，北部的中生態(tài)風險區(qū)和較低風險區(qū)信息丟失，南部的較低風險區(qū)和中生態(tài)風險區(qū)信息丟失嚴重；在2.0 km×2.0 km的樣方尺度下，高生態(tài)風險區(qū)和較高生態(tài)風險區(qū)的信息丟失。所以采用0.5 km×0.5 km的漁網(wǎng)格作為樣方尺度，能較好的保證景觀生態(tài)風險區(qū)空間表征的信息量和精度。

在0.5 km×0.5 km的樣方尺度下，研究區(qū)高生態(tài)風險區(qū)面積768.18 hm2，占總面積的4.62%；較高生態(tài)風險區(qū)面積1 430.82 hm2，占總面積的8.60%；中生態(tài)風險區(qū)面積3 392.43 hm2，占總面積的20.39%；較低生態(tài)風險區(qū)面積5 212.73 hm2，占總面積的31.33%；低生態(tài)風險區(qū)面積5 835.60 hm2，占總面積的35.06%。研究區(qū)景觀生態(tài)風險平均值為0.180 6，處于中生態(tài)風險區(qū)間。高生態(tài)風險區(qū)和較高生態(tài)風險區(qū)主要分布在居民聚集區(qū)及周邊耕地集中區(qū)，低生態(tài)風險區(qū)主要分布在連片的森林分布區(qū)，中生態(tài)風險區(qū)和較低生態(tài)風險區(qū)主要分布在以上3個區(qū)的中間過渡帶。

圖2 4種樣方尺度下景觀生態(tài)風險區(qū)域分布Fig.2 Regional distribution of landscape ecological risk at four sample scales

2.2.2 生態(tài)單元尺度

研究區(qū)地勢從北至南中間高，分別向東西兩方向逐漸降低。在GIS軟件中，對30 m分辨率的數(shù)字高程數(shù)據(jù)進行水文分析，得到分級的河網(wǎng)和河流鏈接數(shù)據(jù)，依據(jù)河網(wǎng)生成子流域節(jié)點，依據(jù)河流鏈接生成分水嶺。以分水嶺為生態(tài)單元計算景觀生態(tài)風險值，并將生態(tài)單元的值賦值給子流域節(jié)點，并進行研究區(qū)景觀生態(tài)風險的空間表征（圖3）。

圖3 生態(tài)單元尺度下景觀生態(tài)風險區(qū)域分布Fig.3 Regional distribution of landscape ecological risk areas at ecological scale

生態(tài)單元尺度下，研究區(qū)包含5種景觀生態(tài)風險類型：高生態(tài)風險區(qū)面積624.73 hm2，占總面積的3.75%；較高生態(tài)風險區(qū)面積1 602.53 hm2，占總面積的9.63%；中生態(tài)風險區(qū)面積4 090.86 hm2，占總面積的24.58%；較低生態(tài)風險區(qū)面積5 330.78 hm2，占總面積的32.04%；低生態(tài)風險區(qū)面積4 990.86 hm2，占總面積的30.00%。全區(qū)景觀生態(tài)風險平均值為0.180 8，處于中生態(tài)風險區(qū)間。高生態(tài)風險區(qū)和較高生態(tài)風險區(qū)主要分布在研究區(qū)南部的居民聚集區(qū)及周邊耕地集中區(qū)，低生態(tài)風險區(qū)主要分布在北部和中部連片的森林分布區(qū)，中生態(tài)風險區(qū)和較低生態(tài)風險區(qū)主要分布在以上3個區(qū)的中間過渡帶。

2.2.3 行政村尺度

研究區(qū)涉及武平縣26個行政村，以研究區(qū)內的村界為評價單元邊界，對研究區(qū)進行評價單元的劃分，得到26個評價單元，并利用GIS軟件生成各評價單元的幾何中心點，將各評價單元的景觀生態(tài)風險值賦值給幾何中心點，進行地統(tǒng)計空間表征。如圖4所示。

圖4 行政村尺度下景觀生態(tài)風險區(qū)域分布Fig.4 Regional distribution of landscape ecological risk areas at administrative village scale

在行政村尺度下，研究區(qū)包含較低生態(tài)風險區(qū)和低生態(tài)風險區(qū)2種景觀生態(tài)風險類型。較低生態(tài)風險區(qū)面積313.56 hm2，占總面積的1.88%；低生態(tài)風險區(qū)面積16 326.20 hm2，占總面積的98.12%。全區(qū)景觀生態(tài)風險平均值為0.143 7，處于低生態(tài)風險區(qū)間。較低生態(tài)風險區(qū)主要分布在靠近研究區(qū)東南邊界附近。

2.3 多尺度下景觀生態(tài)風險結果對比分析

研究區(qū)3種尺度下的景觀生態(tài)風險評價結果如表2所示，可以看出，在不同類型尺度下，景觀生態(tài)風險評價的結果存在一定的差異。樣方尺度和生態(tài)單元尺度的風險區(qū)劃分種類和面積基本一致，從綜合風險等級劃分來看，樣方尺度和生態(tài)單元尺度下一致，屬于中生態(tài)風險區(qū)，而行政村尺度屬于低生態(tài)風險區(qū)。所以行政村尺度的結果可靠性低、科學性差，不適用于研究區(qū)。

表2 3種空間尺度下景觀生態(tài)風險區(qū)面積及其占比Tab.2 Area and proportion of landscape ecological risk area in three spatial scales

對樣方種尺和生態(tài)單元尺度的景觀生態(tài)風險區(qū)的分布情況進行空間疊加，結果如表3所示。可以看出，樣方尺度與生態(tài)單元尺度在5種景觀生態(tài)風險區(qū)類型種都有重疊區(qū)域。提取景觀生態(tài)風險區(qū)一致的部分，其重疊面積7 944.84 hm2，占研究區(qū)總面積的47.75%。

表3 樣方尺度與生態(tài)單元尺度下景觀生態(tài)風險區(qū)分布對比情況Tab.3 Comparison of the distribution of landscape ecological risk areas between quadrat scale and eco unit scale hm2

3 討論

通過3種尺度下結果的對比分析，樣方尺度（0.5 km×0.5 km）和生態(tài)單元尺度比較符合研究區(qū)景觀生態(tài)風險評價，而行政村尺度以村行政邊界作為評價單元進行評價，采樣點密度不夠，其信息丟失嚴重，不適宜用于研究區(qū)景觀生態(tài)風險評價。如圖2所示，在樣方尺度下，隨著評價單元逐級增大（采樣點密度降低），其景觀生態(tài)風險信息丟失情況逐漸加劇，評價單元的大小（采樣點的密度）與景觀生態(tài)風險評價精度存在相關性，需要對評價單元的大小進行適宜度分析和選擇。所以對于研究區(qū)，采用生態(tài)單元尺度比樣方尺度和行政村尺度更加適宜：①避免了樣方尺度下人為選取樣方單元大小是否適宜的不確定因素；②避免了行政村尺度下評價單元劃分的人為因素，取而代之的是以自然地形地貌為特點劃分的評價單元。

結合研究區(qū)景觀類型分布圖，生態(tài)單元尺度下景觀生態(tài)風險區(qū)的分布與人類活動頻繁程度存在較高的相關性。高生態(tài)風險區(qū)和較高生態(tài)風險區(qū)主要分布在景觀格局穩(wěn)定性低的區(qū)域，其景觀破碎化程度高，耕地、住宅、園地和水域景觀類型分布比較密集，人類活動頻繁程度最高；低生態(tài)風險區(qū)主要分布在景觀格局穩(wěn)定性高的區(qū)域，其景觀破碎化程度低，主要以林地景觀類型為主，研究區(qū)內森林保護管理嚴格，人類活動頻繁程度最低；較低生態(tài)風險區(qū)和中生態(tài)風險區(qū)主要分布在其他風險區(qū)的過渡地帶，其景觀格局穩(wěn)定性一般，景觀破碎化程度較低，主要以林地、耕地景觀類型為主，人類活動頻繁程度中等。同時，人類活動頻繁程度與人類居住地聚集程度有關，居住地的選址又與生產(chǎn)條件（水源、土地、氣候等）是否滿足人類生活需求相關，生產(chǎn)條件又與研究區(qū)的地形地貌（匯水區(qū)、坡度、坡向、海拔）有直接關系，本文采用的生態(tài)單元尺度是基于研究區(qū)地形地貌中地表自然界線（河網(wǎng)子流域和分水嶺）進行景觀生態(tài)風險評價，既能充分反映自然成因為主的景觀類型（林地、草地等）特征，也能間接反映出以人為活動成因為主的景觀類型（住宅、耕地等）特征。綜上所述，生態(tài)單元尺度下的景觀生態(tài)風險評價更加符合研究區(qū)景觀類型特點和實際情況。

4 結論

以景觀指數(shù)在不同空間粒度下的變化趨勢為依據(jù)進行空間粒度的確定；利用景觀指標構建景觀生態(tài)風險指數(shù)模型，在3種空間尺度下進行景觀生態(tài)風險評價結果的分析與對比，得到如下結論:

(1)空間粒度適宜度分析：通過計算不同空間粒度下景觀格局指數(shù)，分析其變化情況，結合研究區(qū)景觀類型的特點，確定10 m為研究區(qū)適宜的空間粒度。

(2)樣方尺度下樣方單元適宜度分析：計算和分析4種評價單元下景觀生態(tài)風險結果，根據(jù)所表達信息的完整性和準確度來看，確定0.5 km×0.5 km樣方尺度為適宜尺度。

(3)通過3種尺度下的景觀生態(tài)風險結果對比分析，風險類型、面積和空間分布有所不同。行政村尺度，由于采樣密度不夠，信息流失嚴重，此方法不適合研究區(qū)的景觀生態(tài)風險評價；樣方尺度 （0.5 km×0.5 km）與生態(tài)單元尺度空間重疊區(qū)域最大，風險類型較全，風險區(qū)空間分布更加合理，研究區(qū)整體景觀生態(tài)風險等級為中生態(tài)風險。但是，除0.5 km×0.5 km樣方尺度與生態(tài)單元尺度下風險分布結果相似度最高。其他樣方尺度信息量丟失嚴重和空間分布差異較大，所以，采用生態(tài)單元尺度進行研究區(qū)景觀生態(tài)風險評價可避免人為選擇評價單元大小所帶來的影響，同時，以地表特征（河網(wǎng)子流域和分水嶺）為評價單元的生態(tài)單元尺度，即直接反映出了自然因素成因的景觀類型特征，又間接反映出了人類因素成因的景觀類型特征，具有一定的全面性。

通過空間粒度適宜度分析，確定了研究區(qū)適宜的空間粒度；通過多尺度下景觀生態(tài)風險評價結果的分析，確定了適宜的空間尺度。研究方法和成果對同類型的研究區(qū)開展景觀生態(tài)風險評價具有指導意義，對制定保護管理措施提供堅實的理論依據(jù)。本研究以景觀為風險受體，人類干擾為風險源，在景觀脆弱度指數(shù)的量化上，采用以往學者的研究成果，可能不夠確切。同時，本文只考慮了空間尺度，未對時間尺度展開研究，這將在后續(xù)的研究中完善，并進行綜合的分析與討論。