洞庭湖區景觀生態風險評價及其時空演化

熊鷹 ，汪敏，袁海平，杜春艷 ，武海鵬

1. 長沙理工大學水利工程學院，湖南 長沙 410114；2. 洞庭湖水環境治理與生態修復湖南省重點實驗室，湖南 長沙 410114；3. 長沙理工大學資源環境與城鄉規劃研究中心，湖南 長沙 410114

生態風險是指種群、生態系統或整個景觀的正常功能受到外界脅迫，從而在目前和將來減少該系統內部某些要素或其本身的健康、生產力、遺傳結構、經濟價值以及美學價值的可能性（王濤等，2017）。區域生態風險評價是從區域的尺度上，評價自然及人類活動對區域生態系統所造成的不利影響的可能性和危害程度的評價（呂樂婷等，2018）。區域性風險問題一般由多個因素交互作用共同引起的，其強度會影響生態系統結構和功能的穩定性，易危及生態系統安全和健康，區域風險進行評價至關重要，特別是對復雜的生態系統，存在著不確定性、危害性、內在價值性、客觀性，因此需進行風險決策分析。在以人類活動為主導的景觀中，不同的土地利用的格局和強度會對生態產生區域性和積累性影響，并且較為直觀的在生態系統的組織和結構上體現（何莎莎等，2019）。景觀生態風險評價可揭示人類積極干預下生態系統結構和功能負面后果的時空動態變化，也便于從景觀生態學的角度審視理想生態恢復目標與真實性之間的距離和矛盾（傅微等，2019）。在快速城鎮化驅動下，人類活動對土地利用的動態變化會引起并加劇生態環境惡化等系列問題。洞庭湖在維護長江中下游防洪安全、供水安全、調蓄安全以及維系完整的濕地生態系統結構和功能，保護豐富的生物多樣性等方面發揮著無可替代的作用。對洞庭湖區景觀進行及時、科學的生態風險評價和時空演變研究，有助于監測生態過程和預測生態風險發展趨勢。

自 2005年聯合國環境規劃署等共同發起《千年生態系統評估》（Millennium Ecosystem Assessment，MA）以來，國內外有關生態系統評估的研究增加迅速，特別是隨著遙感、“3S”技術的發展，利用RS技術與生態模型結合評估生態風險得到較為廣的泛應用。該方法既能直觀展示風險的時空分布格局特征，又能較好地掌握生態風險現狀及趨勢。Obery et al.（2002）對賓夕法尼亞州的Codorus Creek流域運用相對風險評估模型進行評估；Paukert et al.（2010）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威脅指數；黃木易等（2016）基于景觀格局探索了近20年來巢湖風險及空間演變規律；趙越等（2018）基于土地利用演變特征化對鄱陽湖流域的生態風險時空特征進行了評估。鞏杰等（2014）利用GIS技術和生態模型評價了甘肅白龍江流域的景觀生態風險及時空演變。汪朝輝等（2004）開展了洞庭湖景觀格局變化分研究，并分析了質心的變化；鄭建蕊等（2010）對洞庭湖區濕地景觀指數選取與格局進行了研究；盧宏瑋等（2003）對洞庭湖流域的生態風險進行了定量評價；王艷分等（2019）對洞庭湖生態風險評價及階段性特征進行了探討。總的來看，生態風險相關研究成果不斷豐富，但對于景觀生態風險格局及其與空間自相關之間的耦合響應機制等研究仍存有一定的不足；同時，在研究對象上，圍繞洞庭湖區景觀格局的視角對其生態風險時空分布特征及其演化的研究較為缺乏，其生態風險與空間相關性仍不明確，綜合考慮土地利用演變及人類活動影響等因素的生態風險評價尚仍處于探索階段。

隨著人類活動加劇，以及城鎮化的加快發展，洞庭湖區局部生態系統服務退化較為嚴重，濕地不斷減少，快速的環境變遷和復雜的湖垸、江湖關系使得洞庭湖區的生態脆弱性表現突出。本文利用 1990、2000、2010、2015年4期Landsat TM多光譜遙感影像，分析了1990—2015年洞庭湖區土地利用演變特征；基于景觀生態學原理、GIS和地統計學，構建景觀生態風險評價模型，探討洞庭湖區1990—2015年景觀生態風險的時空分布格局和空間自相關性，以期為洞庭湖區景觀生態格局形成過程與機理以及土地資源的合理配置與高效利用提供參考依據。

1 研究區域與數據處理

1.1 研究區域

圖1 洞庭湖區DEM圖示意圖Fig. 1 DEM of Dongting lake area

洞 庭 湖 地 處 27°98′— 30°23′N ， 110°20′—114°14′E，長江荊江河段以南，區域內水系發達，河網稠密；境內北部為平原（海拔25—40 m），西部為山地（海拔200—1000 m），中南部為丘陵與盆地（海拔50—400 m）（張旭等，2009）。洞庭湖區DEM如圖1所示。該區屬于亞熱帶季風氣候，光熱充足，水資源豐富。年降水量達 1100—1400 mm，年內降水量季節分布不均勻，夏季降雨集中，且降水量由外丘向內平原遞減。汛期較長，洪澇災害嚴重。研究區域總面積為25761 km2，包括岳陽樓區、云溪區、君山區、岳陽縣、華容縣、湘陰縣、汨羅市、臨湘市、武陵區、鼎城區、安鄉縣、漢壽縣、澧縣、臨澧縣、津市市、資陽區、赫山區、南縣、沅江市。洞庭湖在長江流域開發治理、促進區域經濟社會健康發展等方面占有重要的地位（周柏林，2014）。由于人類活動影響及城鎮化的快速發展，洞庭湖湖泊面積萎縮，生物多樣性減少，局部生態退化較為嚴重，并由此產生等一系列生態問題。

1.2 數據來源與處理

本研究以 1990、2000、2010、2015年 4期的Landsat TM（或ETM+）多光譜遙感影像圖作為基礎數據，影像軌道號/行號分別為123/39、123/40、124/39和124/40，每期4景，分辨率為30 m×30 m。除考慮影像本身的顯示質量外，同時也考慮到影像在不同時期的差異性，因此本研究選取影像的時間均為夏季，運用ENVI進行遙感影像預處理，輻射校正、幾何精校正、影像的拼接、圖像配準，并選擇波段組合進行解譯，解譯精度達到85%以上。根據全國土地利用現狀分類標準（GB/T2010—2017），借助 ArcGIS采用最大似然法將土地利用類型劃分為耕地、林地、草地、水域、建設用地及未利用地6個一級類，采用Fragstats軟件計算其景觀指數。為了解研究區域地形地貌，所用的 DEM 數據來源于地理空間數據云（http://www.gscloud.cn），數字高程模型（DEM）提取研究區域地形，柵格大小為30 m。洞庭湖區1990—2015年土地利用如圖2所示。

2 研究方法

2.1 生態風險評價模型構建

圖2 洞庭湖區土地利用圖（1990—2015年）Fig. 2 Dongting lake area land use map from 1990 to 2015

景觀格局指數是反映景觀結構組成及其空間配置特征的定量指標（鄭建蕊等，2010），是景觀格局信息在某個時段內的集中反映和高度濃縮。利用洞庭湖區生態系統的景觀格局與生態風險之間的關系構建生態風險評價模型，遵循景觀生態學原理，按照斑塊平均面積的 2—5倍，基于網格采樣法，本文將研究區域劃分為5 km×5 km大小網格單元，共1165個風險小區。生態風險評價單元校區的劃分如圖3所示。同時，根據生態風險指數模型，計算各個單元（風險小區）的生態風險指數，并賦值給各單元中心點代表景觀生態風險值。景觀生態風險指數ERI依據土地利用類型面積比重和景觀損失度指數Ri構建，景觀損失度是通過外部景觀干擾度和內部景觀脆弱度來衡量的（傅微等，2019）。其計算公式如下所示（鞏杰等，2014）：

圖3 生態風險評價單元劃分示意圖Fig. 3 Division of Dongting lake ecological risk assessment unit

式（1）中，ERIx表示第x個網格單元（生態風險小區）的景觀生態風險指數，Axi表示第x個網格單元（生態風險小區）中第i類景觀的面積，Ax表示第x個網格單元（生態風險小區）的總面積為25 km2，Ri為i類景觀的損失度指數。具體生態學含義見表1所示。

通過參考相關文獻，利用 ArcGIS中 Natural breaks將景觀生態風險分為5個等級。為探討分析洞庭湖區的景觀生態風險時空分布與演變趨勢，利用自然間斷法 Natural breaks將研究區域的景觀生態風險劃分為5個生態風險等級（徐羽等，2016；張學斌等，2014）：高生態風險區（0.09＜ERI≤0.1）、較高生態風險區（0.08＜ERI≤0.09）、中生態風險區（0.07＜ERI≤0.08）、較低生態風險區（0.06＜ERI≤0.07）、低生態風險區（0.04＜ERI≤0.06）。

2.2 空間自相關計算

空間相關性是揭示空間參考單元和相鄰單元在屬性特征值方面的空間相關特征（李雅婷等，2018），本研究采用GeoDa 5.1 i和ArcGIS軟件計算空間權重與Moran’sI指數，從而得出洞庭湖區生態風險的空間自相關性，反映在空間上相鄰生態風險值的分布狀況。空間自相關分析可分全局相關性和局部相關性。

表1 景觀格局指數構建方法Table 1 Landscape pattern index construction method

2.2.1 全局空間自相關

全局空間自相關計算公式（呂樂婷等，2018）如下所示：

式（2）中：n為網格單元（生態風險小區）樣本總數，xi與xj為x相鄰單元柵格i與j的屬性值，為樣本平均值，wij為空間權重矩陣。在一定顯著水平，Global Moran′sI＞0表明存在空間正相關性，其值越大，空間相關性越強；Global Moran′sI=0表明空間呈隨機性；Global Moran′sI＜0表明存在空間負相關性，其值越小，空間差異性越大（何莎莎等，2019）。

2.2.2 局部空間自相關計算

局部空間自相關計算公式（鄭杰等，2019）如下所示：

式（5）中，各變量含義同上。局部相關性是采用ArcGIS 10.2軟件結合空間分析結果形成LISA聚類圖。由此識別局部空間高高（H-H）集聚和低低（L-L）集聚，并探析局部空間異常特征。由于莫蘭指數不能反映空間上聚集的關系，只能展示生態風險在研究區的整體分布情況，故需結合局部自相關LISA分析來探討洞庭湖區生態風險的相關程度和空間聚集性。

3 結果與分析

3.1 洞庭湖區土地利用類型轉變分析

1990—2015年洞庭湖區的土地利用類型轉移變化如圖2和表2所示，洞庭湖區不同的土地利用類型顯現出較為明顯的變化特征，在研究期間，洞庭湖區各用地類型中耕地、草地、林地面積減少，建設用地和未利用地面積增加。其中耕地減少顯著，面積比例由50.807%減少至49.236%，減少量為404.915 km2，建筑用地的面積增加最多，面積比例由2.594%增加至4.0%，增加量為362.162 km2，草地呈現逐年減少的趨勢，減少量為45.911 km2。未利用地呈逐年增加趨勢，增加量為247.789 km2。在 1990—2010年，水域面積增加，面積比例由17.515%增加至18.037%，增加量為134.454 km2，2010—2015年，水域面積減少，面積比例由18.037%減少至17.177%，減少量為221.424 km2。以上景觀類型的面積轉變情況反映了洞庭湖區景觀類型以耕地、建設用地、未利用地、水域變動為主，此景觀格局動態變化特征是由洞庭湖區自然生態環境演變與人類長期活動共同作用形成的。

表2 洞庭湖區1990—2015年土地利用變化Table 2 Change of land use in Dongting lake area from 1990 to 2015 km2

3.2 洞庭湖區土地利用轉移過程分析

1990—2015年洞庭湖區土地利用轉移矩陣如表3所示，耕地是洞庭湖區土地利用主要的轉出類型，其面積主要是轉為了水域和林地，林地主要轉為了水域和耕地，水域面積主要轉為耕地和未利用地，建設用地的增加主要是由于耕地和林地的轉入，未利用地的增加主要是由耕地和水域的轉入。同時，其他土地利用類型也產生了不同程度的變化。某一景觀類型的變化往往是雙向的，這是一種土地利用類型動態變化轉移的過程。總體上，洞庭湖區土地利用幅度和廣度加大，呈土地非農化趨勢。經濟的飛速發展加快了城鎮化的進程以導致土地的轉變逐漸擴大，同時“退耕還林、退田環湖”等政策的實施，對土地資源的合理配置也產生了重大變化。土地利用類型的動態轉移會影響景觀干擾指數和景觀脆弱指數，特別是不規則的景觀結構變化易引起生態風險等級的改變與提高。

3.3 洞庭湖區景觀生態風險時空演變分析

洞庭湖區景觀生態風險空間分布如圖4所示。1990—205年，洞庭湖區景觀生態風險呈上升趨勢，較高風險區和高風險區面積逐年增加。但總體而言，處于較低、低和中等風險區的面積所占比例較大。通過景觀生態風險空間分布圖可知，其中處于低風險區主要分布在研究區四周，較高和高生態風險區主要集中在湖濱區。其生態風險等級面積的變化表明，洞庭湖區局部的生態風險有加大的態勢，必須強化對較高、高等級生態風險區的生態監測以及生態保護與修復，特別是適當降低該等級區土地利用和人為活動的強度，以此緩解對生態系統結構的干擾與影響，有利于生態服務功能的維護與提升。

由表4洞庭湖區各生態風險等級區域面積比可知，1990—2010年，洞庭湖區的低景觀生態風險面積所占比分別為10.48%、8.17%和7.16%，較低景觀生態風險面積所占比分別為 32.47%、30.20%和28.38%，洞庭湖區的較低、低景觀生態風險減小。較高、高景觀生態風險的空間分布也發生了變化，自湖濱區向周圍擴散。在這期間，洞庭湖區楊樹種植過多（2008年種植面積超過40 km2），湖區生態多樣性退化，穩定性較低；岳陽縣和沅江市等環洞庭湖重要經濟開發區隨著經濟的不斷發展，優勢景觀為耕地和林地，農用地向建設用地的轉變使得原有的較完整的景觀變得破碎，景觀分離度加大，景觀破碎度增高，同時水域的脆弱性較高，湖區景觀生態高風險區集聚。2010—2015年，低等生態風險面積由7.16%增加到9.04%，中等風險區面積比由46.09%下降到34.0%，中等風險區面積主要轉到了低、較低風險區。景觀生態風險得到改善，同時高等生態風險增速減小為7.67%，隨著城鎮建設用地面積增加且向有序方向轉變，人類活動干擾減小，以政府為主導相關保護環境的措施起到了相應成效，在一定程度上降低了區域生態風險。

3.4 景觀生態風險空間相關性分析

3.4.1 全局自相關分析

依據 1990—2015年的洞庭湖區土地利用變化的生態風險空間分布關系，用ArcGIS 10.2將土地利用變化結果柵格化后將各景觀指數疊加，再對景觀風險指數數據運用 Geoda軟件相關性分析得到Moran’sI散點圖（圖5）。洞庭湖區的景觀生態風險的全局 Moran’sI值在 1990、2000、2010、2015年分別為0.7944、0.8006、0.8041、0.8061，生態風險指數值都為正值表示洞庭湖區景觀生態風險存在正相關關系。生態風險指數的Moran’sI呈現增加的趨勢，說明洞庭湖區生態風險的自相關性及空間集聚程度逐漸增強，在景觀生態風險值低的區域和景觀生態風險值高的區域呈集聚現象，屬于“低-低”和“高-高”聚集模式。

表3 洞庭湖區1990—2015年土地利用轉移矩陣Table 3 Land Use Transfer Matrix of Dongting lake area from 1990-2015 km2

圖4 洞庭湖區景觀生態風險空間分布圖（1990—2015年）Fig. 4 Spatial distribution of landscape ecological risk in Dongting lake area

表4 洞庭湖區各生態風險等級區域面積比（1990—2015）Table 4 Ratio of various ecological risk levels in Dongting lake area

3.4.2 局部自相關分析

采用了局部空間自相關LISA指數探索洞庭湖區景觀生態風險局部空間相關集聚性，其局部空間自相關集聚圖如圖6所示。據圖可知：洞庭湖區景觀生態風險分布與區域地理環境具有極高的耦合性，人類活動的集聚程度與風險的空間集聚程度是對應的；洞庭湖區景觀生態風險以高值-高值（H-H）和低值-低值（L-L）聚集模式為主，高值-高值（H-H）風險聚集區主要分布在人口密集、社會經濟相對發達的湖濱周邊，如沅江市、湘陰縣、岳陽縣等，表明受周邊地區風險度的影響較高，這與同期的景觀生態風險克里金插值空間分布格局較為一致，且同樣出現向四周擴散的趨勢；低值-低值（L-L）風險聚集區主要分布在遠離湖濱區受人為干擾較小的地帶，如鼎城區、赫山區、君山區等，其低生態風險面積呈現增長趨勢，以林地耕地為主且分布廣泛，景觀破碎度、損失度較小，因此該區生態風險較低。通過土地利用動態變化的景觀指數分析，研究區中濱湖地區與遠離核心水體地區表現出顯著兩大群體景觀生態風險相異特征，表明了洞庭湖區景觀生態風險格局的空間差異性。

4 討論

4.1 景觀生態風險格局

圖5 洞庭湖區景觀生態風險Moran散點圖（1990—2015年）Fig. 5 The Moran scatter of the landscape ecological risk in Dongting lake area

本文基于土地利用動態變化，評估了洞庭湖區的景觀生態風險，并結合空間統計探討了生態風險的時空格局演變。景觀生態風險評價結果分為五個等級區（高、較高、中、較低、低），其結果可為生態環保的監測管理提供參考。同時，利用土地利用類型的面積比重和景觀損失度指數構建了生態風險評價模型（鞏杰等，2014；鄭杰等，2019），由于角度選取及客觀條件限制，未將洞庭湖區的地形、社會經濟等因素的影響綜合考慮，同時，若能細分土地利用類型，采用尺度小、高分辨率的遙感影像數據進行景觀生態風險評估及時空格局分析，能進一步提高其分析結果的精確度與可靠性。其次，加強土地利用轉移過程與景觀指數的分析，將有助于揭示土地利用類型變化與景觀生態風險的內在聯系與作用機理，上述問題也是今后有待強化探討的方向。本研究從土地利用動態變化，景觀生態風險時空分布，空間自相關性的層面上客觀地分析了洞庭湖區的景觀生態風險時空格局。在 1990—2015年期間，洞庭湖區的景觀類型有明顯的演變過程，其耕地顯著減少，建設用地增加，土地利用類型的動態轉移影響景觀干擾指數和景觀脆弱指數，導致洞庭湖區景觀生態風險增大；從景觀風險分布來看，濱湖地區風險高，湖區四周風險低，且空間上也成集聚性。洞庭湖區景觀生態風險分布與區域地理環境具有較高的耦合性，研究區域四周以耕地、林地為主，景觀破碎度、損失度較小，而湖濱地區人口聚集，經濟發展迅速，反映了經濟發展狀況、人類活動的集聚程度與景觀生態風險的空間集聚程度總體上是對應的。

4.2 景觀生態風險演化驅動因素

在 1990—2015年，洞庭湖區高風險區呈持續增長趨勢，低風險區先增后減。研究區人口由1996年1309.30萬增長到2016年1319.97萬，洞庭湖區人口增長和城市化擴張促進了景觀類型的轉變。隨著洞庭湖區社會經濟的快速發展，建設用地呈增加態勢，耕地面積呈減少趨勢。研究結果與王丹等（2018）對洞庭湖生態經濟區農田景觀格局變化及其驅動力研究吻合。人口增加和城鎮化加速等人類活動干擾是景觀生態風險的主要驅動因子（趙越等，2018；鄭杰等，2019）。同時，由于洞庭湖長年的泥沙淤積，水生生境向陸生生境演替，減少了湖泊的蓄水量且加劇了洪澇災害的威脅。洞庭湖區地勢低洼，在防洪過程中，由于對自然環境認識的局限和歷史因素的影響，以及追求經濟發展，導致湖泊生態自我調節功能衰弱，景觀損失度增大（姜加虎等，2004）。以上狀況說明，自然因素對景觀格局的演化存在一定的影響。其次，早期湖區大規模的進行農田開墾和魚類養殖活動，水域作為優勢景觀被大量開發利用，使生態環境遭到嚴重破壞，景觀破碎度增加，生態風險加劇。近年來在加大實施“平垸行洪”，“退田還湖”等生態政策的同時，湖區各地市加大調整產業結構以及加強湖區環境治理與生態保護的力度，成效較明顯，洞庭湖區低、較低生態風險面積顯著增加，景觀生態風險有所緩解，表明政策調控也是景觀生態風險的驅動因素之一（雷金睿等，2020；汪朝輝等，2004）。

圖6 洞庭湖區景觀生態風險局部空間自相關集聚圖（1990—2015年）Fig. 6 Local spatial autocorrelation cluster of landscape ecological risk in Dongting lake area

4.3 降低生態風險的建議

洞庭湖地處長江中游，對長江水系防洪、長江生態濕地和長江主要水源都發揮了重要作用（彭中遙，2019），因此解決好洞庭湖區的水生態問題刻不容緩。隨著城鎮化的推進，洞庭湖區在經濟快速發展的過程中，必須協調好資源利用與生態環境的關系，尤其是湖濱區域的人為活動對生態環境的影響嚴重，需實行嚴格的生態保護紅線管控制度；在加快推進區域社會經濟發展的同時，應因地制宜，全力構建“山水林田湖草”的生命共同體，優化農業用地和建筑用地的布局，加強國土空間用地管控；洞庭湖區要加強提高綜合農業生產實力，將傳統農作物轉化為高效經濟作物，推進產業結構向現代農業發展，向生態產業轉型（漆良華等，2013）。加快落實《洞庭湖生態環境專項整治三年行動計劃(2018—2020年)》、《湖南省洞庭湖水環境綜合治理規劃實施方案 (2018—2025年)》等，樹立“綠水青山就是金山銀山”的理念，全面推動濕地生態修復，加強湖區水域保護，減緩水體面積縮小趨勢。加大完善生態保護重點區域的監測工作，加強區域間生態問題聯防聯控聯治，重點監測湖濱區，嚴格控制景觀生態較高風險區和高風險區的擴張。

5 結論

（1）1990—2015年，洞庭湖區6種土地利用類型都存在一定的動態轉變。由于退耕還林等生態工程實施及區域城鎮化進程的加快，土地利用類型中的建設用地面積擴張變化較大，年均增幅達3.61%，其增加面積主要來自耕地和林地面積的轉入。耕地、草地、林地的面積減少，湖濱區經濟發展較快，生態環境由此受到影響，土地開發強度與生態風險強度也隨之提高，表明土地利用類型的轉移過程對景觀生態風險造成很大影響，其動態變化會使景觀破碎，導致景觀生態風險上升。

（2）1990—2015年，洞庭湖區高等級生態風險呈上升趨勢，生態風險類型主要是較低和中等生態風險區，較低、低等生態風險區范圍先減后增。1990—2000年洞庭湖區生態環境惡化，高風險區增速為28.69%，較低、低等風險區呈減少趨勢，在這期間洪水災害頻發，生態系統結構和功能遭到破壞，從而導致生態風險等級升高。2000—2010年高風險區增速為26.84%，其高風險增速呈減小的趨勢。實施“退田還湖”生態保護政策措施在洞庭湖區域產生了積極的影響。2010—2015年洞庭湖區風險呈降低趨勢，高風險區增速減少為7.67%，中等風險區面積由46.09%降到34%，中等風險區轉為低、較低風險區顯著。隨著生態環境保護體系的完善，公眾對環境保護意識的加強，生態風險有所緩解，湖濱區景觀風險有所改善，低生態風險區和較低風險區的面積增加。

（3）在研究時段內，流域的全局自相關Moran'sI值增大，景觀生態風險呈顯著的空間正相關現象，其局部自相關LISA分布與景觀生態風險空間分布格局較為一致，高值-高值（H-H）在湖濱區呈集聚分布，主要集中分布在景觀生態風險較高地區，高值區與建設用地、湖泊水面、圍湖造田等區域相對應，與城鎮化的發展、城市擴張及基礎設施的建設等導致農用地的大量占用有關。低值-低值（L-L）分布于遠離湖濱區地帶，主要集中在景觀生態低風險區。研究結果為洞庭湖區的生態治理與生態恢復，調控生態風險提供一定的參考依據。