天山大峽谷國家森林公園土地景觀格局及生態風險分析

趙芳芳，孫桂麗，2，吉小敏，各文婷，李 雪，盧航

(1.新疆農業大學林學與風景園林學院，烏魯木齊 830000；2.干旱區林業生態與產業技術重點實驗室，烏魯木齊 830052；3.新疆林業科學院荒漠化研究所，烏魯木齊 830052)

0 引 言

【研究意義】天山大峽谷國家森林公園位于新疆烏魯木齊縣境內，具有獨特的自然景觀資源，其土地資源豐富。利用景觀格局指數分析方法和描述景觀格局幾何特征，對研究區的土地景觀格局的進行生態學意義的研究，對實現景觀生態學提供理論和具體方法支撐和進一步改善天山大峽谷國家森林公園生態環境和優化土地利用布局有重要意義。【前人研究進展】隨著信息科技的發展，RS和GIS等技術被廣泛用于景觀生態學的研究[1]，并利用FRAGSTATS軟件計算各類景觀格局指標[2]，運用景觀格局指數法分析東靈山地區的景觀格局動態變化情況[3]。近幾年，研究了對景觀生態風險評價等內容[4-7]。在進行區域研究中，2013年孫慧慧結合地理信息系統(GIS)技術獲取甘州區景觀格局的變化信息，并從景觀角度對區域進行生態風險評估[8]；2015年提出了對新疆地區生態風險等級劃分為不同等級[9]。【本研究切入點】目前對研究區土地景觀格局相關研究較少。隨著對森林公園的開發和利用，生態資源的有限性與人類需求之間的矛盾日益強烈[10]，如何有效合理開發利用景區內的土地資源，實現景區生態系統穩定可持續發展，成為急待解決的問題[11]。【擬解決的關鍵問題】以土地景觀變化為基礎，采用景觀生態學指數方法分析探究區土地景觀，從空間變化和時間尺度上，分析其景觀格局及生態風險動態變化，為進一步改善區域生態環境、優化土地利用布局提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 材 料

天山大峽谷國家森林公園，其地理坐標為87°06'～87°65'W，43°02'～43°62'N，位于板房溝鄉，其在天山中部的北坡和準噶爾盆地的南端，山峰陡峭。總體南高北低，平均海拔2 000 m，地形起伏較大，一般坡度為0～25°，呈現中部和南部較陡，北部較平緩。年均氣溫是4～6℃，氣候呈溫帶大陸性干旱氣候，冬冷夏熱，年溫差大，降水集中，年雨量較少，有天山北坡最完整的天然云杉林。圖1

圖1 研究區地形

土地利用景觀數據來源于地理空間數據云平臺(http://www.dsac.cn/)，以1990、2000、2010和2018年4期監測遙感影像(30 m空間分辨率)，利用ENVI5.3軟件對影像圖進行大氣校正、幾何圖形校正、裁剪等預處理，并通過采用監督影像分類的方法進行目視解譯得到的土地景觀利用數據。在嚴格參照《土地利用現狀(GB/T21010-2007)》分類標準[7]基礎上，將土地利用景觀類型分為：耕地、林地、草地、水域、建設用地和未利用地6種，進而進行景觀格局和生態風險分析。氣象數據來源中國資源環境科學中心(http://www.resdc.cn/)。圖2

1.2 方 法

1.2.1 景觀結構及其變化

景觀結構分析法是用于研究空間結構的組合特性與空間構成之間關系的一種方法[8-9]。通過不同景觀類型分析不僅維護物種多樣性和完整性，而且也促進景觀結構和演變的過程[10]。以ArcGIS10.5 軟件統計不同土地利用景觀類型的面積，同時利用空間分析模塊中的面積制表，得出各景觀類型的轉移矩陣，了解不同景觀類型之間的轉化情況。

1.2.2 景觀格局

景觀生態指數能將復雜的景觀復雜信息濃縮為較簡單、易識別的景觀信息，能反映其景觀結構組成和空間結構配置等方面的特征，用來描述和分析監測景觀空間結構隨時間的變化[11]。在 Arc GIS10.5系統軟件支持下，利用 Fragstats4.2軟件對景觀生態格局指數進行分析。表1

表1 景觀格局指數計算

景觀脆弱度指數LVI表示各景觀類型受外界干擾后的敏感程度，其通過賦值后進行歸一化得到。結合相關研究[12]對各景觀類型賦值如下：建設用地為1、林地為2、草地為3、耕地為4、水域為5、未利用地為6，為方便計算歸一化值區間為[0.1-0.9]。未利用地0.90，水域0.74耕地0.58，草地0.42，林地0.26，建設用地0.10。

1.2.3 景觀生態風險評價

基于建立統計景觀格局與生態風險之間聯系，基于景觀干擾度指數和脆弱性指數，構建景觀生態風險評估分析模型[13-14]，評價研究區不同土地類型利用方式和強度所導致的生態風險影響，綜合分析評估各種潛在影響生態風險的種類及其造成的累積性的生態風險后果。根據有關景觀生態學課題的研究[15-16]，將研究區劃分5 km×5 km的風險評價單元網格，共69個網格，采用克里金進行空間插值，得到景觀生態風險空間分布圖。參考其他相關研究[17]，結合實際情況，采用自然斷點法將景觀生態風險分為5個生態風險等級：低[0.0

式中：ERIk表示景觀生態風險指數，值越大表示該評價單元的生態風險值越高，反之亦然；Aki是第i類景觀類型的面積；Ak是評價單元k的總面積，Ri是第i類景觀的生態損失指數。

2 結果與分析

2.1 土地景觀類型分布及其變化

研究表明，1990～2018年，研究區土地景觀類型結構變化顯著。土地景觀類型以耕地、草地和林地為主，1990、2000、2010、2018年其面積占比分別為81.63%、84.95%、85.71%和85.5%。建設用地和未利用地面積整體呈增加趨勢，其中未利用地的變化幅度最大，面積從7 208.82 hm2增長到11 433.51 hm2，增長率4.23%，而水域和林地景觀類型均呈減少趨勢，其林地面積減少幅度最大，從16 031.97 hm2減少到10 133.46 hm2，減少率為5.9%，但林地依舊是研究區域主要景觀類型。圖2，表2

圖2 研究區土地利用景觀格局

表2 1990～2018年景觀類型面積變化

土地利用景觀變化研究不僅體現土地利用景觀變化的數量，還體現在景觀面積的轉化上，通過1990～2018年間各景觀類型轉移矩陣知，1990～2000 年，耕地面積呈下降趨勢，主要流出方向為建設用地和草地，流出面積分別為61.7和81.50 hm2；水域面積下降，其轉出為草地面積2.50 hm2；其他土地類型面積增加，但其增加幅度不明顯。2000～2010年，耕地面積繼續呈下降趨勢，主要流出為建筑用地、草地和水域，流出面積分別為335.10、2 037.69和162.60 hm2。水域面積大幅度下降，主要流出方向為草地和未利用地，面積分別為1 241.50和5 843 hm2。林地面積有所下降，除建設用地以外的其他用地類型均有林地面積的轉入，其主要輸出重點為草地，面積為7 799.76 hm2。草地、建設用地和未利用地主要轉出量小于其轉入量，總體的面積呈上升趨勢。2010～2018 年，耕地面積再次下降，流出主向為草地，面積為242.7 hm2；草地面積下降，主要流出為建設用地和耕地，分別為228.4和 184.00 hm2；建設用地面積增長，主要轉入源為草地和耕地。研究區土地利用景觀類型的變化主要體現為耕地、林地和水域轉化為草地、未利用地和建設用地，面積在逐年增加。表3

表3 1990～2018景觀類型轉移矩陣

2.2 景觀格局變化特征

2.2.1 斑塊類型水平格局變化

研究表明，1990～2018年，耕地、林地和水域面積減少(1 556、5 898.54和6 240.73 hm2)，草地、建設用地和未利用地面積上升(7 894.7、1 116.39和4 684.12 hm2)；耕地、林地、水域和未利用地的斑塊數量NP、破碎度Ci、干擾度Ei、分離度Si和脆弱度Ri呈增加趨勢，其較顯著的是林地和未利用地(NP：271和18；Ci：0.453和0.251；Ei：6.716和4.231；Si：19.688和14.849；Ri：1.746和3.808)，建設用地Ci、Si、Ei和Ri下降趨勢，其Si下降的顯著為0.784，分維度Fi上升0.907。在2000～2010年變化較為顯著，其10年間林地和未利用地的脆弱度分別增長了1.746 3和3.955 2；分離度指數Si，林地和未利用地增長速度較快(19.505 7和15.329 7)，分維度Fi和破碎度Ci指數也在逐步呈上升趨勢。表4

表4 研究區各景觀要素斑塊特征指數(1990～2018)

2.2.2 景觀水平上的格局指數

研究表明，1990～2018年研究區域的水平景觀指數特征知，斑塊數量、斑塊密度、最大斑塊指數、蔓延度及聚集度指數呈現上升的趨勢，斑塊數量由161增加到545個，增加了384個；斑塊密度由0.034 9增加到0.118 2，增加了0.083 3；最大斑塊指數由10.670 0增加到11.726 1，增加1.056 1；香濃多樣性指數和香濃均勻度分別下降0.056 8和0.065 9，蔓延度指數由63.869 4增加到66.565 5，增加了2.696 1；聚集度指數由97.831 1下降到96.780 3，下降1.050 8。

蔓延度指數增加，但其變化緩慢，說明土地利用景觀向一個方向逐漸發展，景觀多樣性保持相對穩定的狀態；總體聚集指數較高，景觀分布較為集中；香濃均勻度指數、香濃多樣性指數呈現下降趨勢，表明其存在優勢斑塊多樣性低，結構比較單一。其中人類活動對景觀格局產生一定的影響，人為干擾度不斷增加，使其景觀變的復雜化和分散性加大。表5

表5 研究區研究區景觀水平指數

2.3 生態風險時空變化

研究表明，1990年低風險和較低風險區域的面積分別為452.565和168.360 hm2，各占總面積的45.3%和16.8%，以草地及林地為主的景觀結構，其主要分布于中部和北部、南部小部分地區，該地區海拔較高，人類活動對該區景觀干擾度較小，故生態風險等級較低；中級生態風險區面積140.153 hm2，約占總面積的14%，主要分布于上北部和南部，斑塊數量、破碎度和分離度較高，人類活動對該區域有較大影響；處于較高風險和高風險等級的面積分別為138.598和99.830 hm2，占總面積的13.9%和10%，主要分布在南部和北部地區，由于地勢較低，人類在長期土地利用過程中，對土地景觀的改造性較強，主要以建設用地和未利用地為主的景觀類型，景觀破碎化加劇，此外建設用地屬于人口密集區，人類活動使其風險升高，而未利用地植被覆蓋面積較小，景觀敏感脆弱，從而導致生態風險較高。

與1990年相比，2000年低風險區的面積增加了68.327 hm2，主要分布在東南部，草地和林地是主要的景觀類型。因海拔較高，人為干擾較小，其降低了景觀類型的風險。較高風險和高風險區的面積均減少，分別減少24.308和52.299 hm2，其坡度越大，地勢較陡，其受人為干擾因素較小，景觀破碎化嚴重程度小，因此，導致該區景觀生態風險逐漸在降低。與2000年相比，2010年低風險區的面積增加了46.476 hm2，其景觀以草地和林地為主，主要分布在中部和北部地區。而較低風險、中風險、高風險和較高風險區域面積下降。與2010年相比，2018年低風險增加19.383 hm2，較低、中風險等級面積減少，分別減少12.329和15.961 hm2。而較高風險區和高風險區的面積增加8.201和0.705 hm2。

從1990年到2018年，中、高和較高風險區的面積減少，低和較低風險區的面積增加；在空間分布方面，研究區域低風險區域正在向南部發展，高風險區域的重心逐漸向東南方向轉移。表6，圖2，圖3

表6 1990～2018生態風險區面積

圖3 景觀生態風險空間格局

3 討 論

研究借助土地景觀格局變化數據構建生態風險評價模型，參考前人有關區域生態風險涉及的風險因子存在相互作用和疊加效應的相關研究[24-25]，研究在借助克里金插值法劃分景觀生態風險指數時，發現在景觀生態風險等級劃分方式上多以自然斷點法為主，且大多遵循“低風險區值小且范圍小，高風險區值大且范圍大”的原則，其次用的較多的方法是等間隔法[26-28]，地形地貌是影響景觀結構和布局的重要因素，通過對研究區不同地形的景觀生態格局及生態風險特征進行分析，地勢平緩適宜農業生產和生活，以耕地和建設用地景觀類型分布區；地勢陡峭不利于開發利用，以林地和草地集中分布區；地勢陡峭的草地占比較高，其破碎度較低，這與肖歡等[29]、王成等[30]的研究結果較為一致。基于韓曉佳[31]的研究，分別從斑塊水平和景觀結構2個方面，使用Fragstats軟件分析以獲得不同的土地利用類型景觀指數，從而描述景觀變化的類型和趨勢。

4 結 論

4.11990～2018年，林地和草地是天山大峽谷國家森林公園的主要景觀類型，約占總面積的76.36%，其中草地為優勢景觀類型，建設用地和未利用地面積整體呈增加趨勢，其他類型土地面積在下降。

4.2整體景觀生態風險指數呈減小趨勢，主要以低、較低和中風險區為主，較高和高風險區次之；低、中風險區面積增加，而較低、較高和高風險區面積呈減小趨勢。

4.31990～2000年景觀生態風險呈“中部低、南北高”的分布格局；2000～2010年景觀生態風險出現了轉移等明顯變化，具體表現為中、較高和高風險向東南部轉移，低風險向南部轉移，且分布變化較為集中；2010～2018年景觀生態風險分布格局變化較大，較高、高風險區面積有所上升。