第一作者简介:徐兰(1989- ),女,陕西商洛人,硕士研究生,主要研究土地利用与土壤环境、景观生态。E-mail: xulan15829506401@163.com
*通信作者简介:罗维(1973- ),男,四川金堂人,副研究员,主要研究区域生态风险与管理。E-mail: luow@rcees.ac.cn
为揭示土地利用变化对农牧交错带典型流域生态风险的影响,在ArcGIS技术支持下,以洋河流域1990、1995、2000和2008年遥感数据和土地利用数据为基础,定量分析洋河流域1990—2008年的土地利用动态变化特征;根据景观生态学理论,将研究区划分为525个生态风险评价单元,从土地利用变化和景观结构角度构建景观生态风险评价模型,评价洋河流域生态风险的时空变化特征。结果表明:耕地和草地面积占研究区总面积的67%以上;1990—2008年,洋河流域总体景观生态风险值( ERI)由0.197 3上升到0.238 4。低风险区( ERI≤0.17)面积减少3.53%,高风险区( ERI>0.68)面积减少0.43%,较低(0.17< ERI≤0.26)、中等(0.26< ERI≤0.42)和较高(0.42< ERI≤0.68)风险区面积均有增加,整体生态风险增加;洋河流域5种风险等级分布较集中,具体表现为洋河支流及其一级支流两侧地区生态风险相对较大( ERI>0.26),而离河道越远的区域生态风险值越小( ERI≤0.26)。
To reveal the impact of land use change on ecological risk, dynamic changes of land uses in the Yanghe Watershed which is a typical farming-pastoral ecozone in north China were analyzed with ArcGIS technologies based on remote sensing and land use data during 1990-2008. The Yanghe Watershed was divided into 525 ecological risk assessment units based on the theory of landscape ecology. A temporal and spatial model of ecological risk assessment in the study area was established based on land use changes and landscape structures. Results showed that the areas of farmland and grassland accounted for more than 67% of total area of the watershed. Generally, landscape ecological risk indicated by ecological assessment index ( ERI) for the whole watershed increased from 0.1973 to 0.2384 during 1990 to 2008. The area for the lowest ( ERI≤0.17) and the highest ( ERI>0.68) ecological risks reduced by 3.53% and 0.43%, respectively, while the areas of the lower (0.17< ERI≤0.26), the medium (0.26< ERI≤0.42) and the higher (0.42< ERI≤0.68) ecological risks increased. Distributions of five ecological risk grades were relatively concentrated. The sites with the relative high risk grade ( ERI>0.26) were located along the main streams and sub-streams of the Yanghe Watershed, while those with the lower risk ( ERI≤0.26) were further away from these streams.
生态风险是指一个种群、生态系统或整个景观的正常功能受外界胁迫, 从而在目前和将来减少该系统内部某些要素或其本身的健康、生产力、遗传结构、经济价值和美学价值的可能性。区域生态风险评价是在区域尺度上描述和评估区域环境污染、人为活动或者自然灾害对生态系统及其组分产生不利作用的可能性和大小的过程[1]。
我国北方农牧交错带又称为“ 生态脆弱带[2]” 和“ 生态危机带[3]” , 带内地质地貌、气候、土壤等自然条件和人文要素, 尤其是土地利用方面, 都表现出过渡性和波动性特点[4], 是我国重要的生态脆弱区和生态安全屏障[5]。众多研究表明:土地利用/覆被变化(LUCC)与生态风险密切相关, 不同土地利用方式和强度产生的生态影响具有区域性和累积性特征[6, 7], 对区域生态风险起着决定作用[8, 9]。自1990年LUCC研究逐渐成为全球变化研究的前沿和焦点问题以来, 北方农牧交错带成为我国研究的重点区域[10]。在农牧交错带内, 气候变化、人口压力、经济发展和国家政策等共同作用下带内土地利用方式发生了巨大变化[11, 12], 引起景观破碎度增加、荒漠化程度加剧、水环境恶化等一系列生态环境问题[13]。流域作为密切联系区域水循环、土地覆被、生态系统等自然支撑系统的综合生态地域系统, 是实现区域资源开发与环境保护相协调的最佳途径[14, 15]。国外学者Jin等[16]通过调查流域潜在风险种类及来源, 预测了风险发生的概率及潜在负面效应。Obery和Landis、Hayes等分别评价了美国Codorus Creek流域、Willamette McKenzie流域及Androscoggin River流域内土地利用等对脆弱生境的累计风险效应[17, 18, 19]。国内学者[20, 21, 22]虽对不同尺度LUCC及景观生态风险进行了研究, 但对我国农牧交错带内以典型流域集水区为单元评价其生态风险时空变化的研究相对较少。因此, 从农牧交错带的土地利用动态变化角度对流域景观生态风险进行研究是揭示大尺度区域综合生态状况及空间变异的有效手段。
洋河流域地处我国北方农牧交错带, 是京津地区生态屏障和重要水源保护地, 其生态服务功能变化对京津地区具有重要影响[4, 23]。LUCC对大气质量、大气污染以及气候变化产生了重要的影响[24], 洋河地处北京的上风向, 在西北气流、偏西气流作用下可将张家口地区的污染物输送到北京[25, 26]。因而, 研究洋河流域LUCC导致的生态风险对于保持我国农牧交错带的可持续发展, 保护洋河流域及首都水源地、首都大气环境具有重要理论和现实意义。因此, 本文着眼于研究洋河流域近20 a LUCC对景观生态风险产生的影响, 利用ArcGIS技术对研究区域的生态风险进行等级划分, 确定高生态风险区域, 为政府制定风险应对措施、恢复和重建当地生态系统提供重要的决策支持。
洋河发源于山西省阳高县和内蒙古兴和县, 在河北省怀安县由东洋河、西洋河及南洋河汇合成洋河, 一级支流有古城河、洪塘河、清水河、小清水河和龙羊河, 在怀来县朱官屯与桑干河汇入永定河, 注入北京官厅水库(图1), 流域面积1.62× 104 km2。流域地势西北高、东南低, 海拔介于471~2 212 m。流域内被大地貌单元(内蒙古高原和华北平原)切割, 支离破碎的小地貌类型组合成山地、山间谷地或盆地、丘陵等, 地貌类型多样, 但80%以上为丘陵山区, 洋河流经张宣盆地和涿怀盆地两个水文地质单元。流域内沿河川土壤厚且较肥沃, 河流上游以农业为主, 中游以工业为主, 下游工农业兼而有之, 属于典型的农牧交错带。洋河位于东亚大陆季风气候区内, 夏季凉爽短促, 冬季寒冷漫长, 年均降水量350~400 mm, 年均气温7.7 ℃, 属于典型的大陆性干旱、半干旱气候, 河流补给方式主要为雨水补给, 地带性植被类型为温带典型草原、温带落叶阔叶林, 植被类型较单一, 气候条件恶劣, 生态环境十分脆弱。
利用1:5万数字高程模型(DEM)数据, 借助ArcGIS水文分析模块生成洋河流域集水区域并划分子流域(图1)。土地利用数据采用中国科学院资源环境数据中心提供的1:10万比例尺土地利用数字化地图, 并结合相应时段美国陆地卫星Landsat TM遥感数据进行检查和校正, 分别得到20世纪80年代末(以1990年计)、1995、2000和2008年4期土地利用数据。参照中国科学院资源环境数据中心土地分类系统, 结合流域土地利用类型特点, 将研究区土地类型划分为耕地、林地、草地、水域、城镇工矿用地和未利用地6个一级类。为保证获取数据的解译质量和一致性, 经GPS野外采样点实地考察验证, 统计各土地利用类型的解译精度均在95%以上。
为提高估算生态风险指数的精确度, 并将其进行可视化表达, 本研究参照国内相关研究成果[27], 根据景观生态学理论确定景观生态样方面积[28], 将研究区划分为6 km× 6 km的正方形样地, 建立LUCC生态风险评价单元, 共有525个单元。利用景观生态风险模型计算每一单元样地内各类景观的综合生态风险指数[29]。
为建立土地利用类型与综合区域生态风险之间的经验联系, 选用景观干扰度指数和景观脆弱度指数构建用于描述一个样地内综合生态风险相对大小的景观生态风险指数(ERI), 通过网格采样方法将景观的空间格局转化为空间化的生态风险变量。其中, ERI计算公式为[1]:
式中:n为景观类型的数量; Ei为景观类型i的干扰度指数; Fi为景观类型i的脆弱度指数; Ski为第k个风险小区i类景观组分的面积; Sk为第k个风险小区的总面积。
2.3.1 景观干扰度指数
以景观格局分析为基础, 选取景观破碎度(Ci)、景观分离度(Si)和景观优势度(Di)指标, 对三者赋予相应的权重并叠加, 得到景观干扰度指数(Ei)。通过各指数简单叠加来反映不同景观所代表的生态系统受到干扰的程度。景观干扰度指数表达式[30]见表1。
![]() | 表1 景观干扰度指数计算公式 Table 1 Equation of the landscape disturbance index |
计算得到的Ci、Si、Di指标, 由于量纲不同, 需要进行归一化处理。根据分析权衡, 并结合其他学者的研究成果, 认为破碎度指数最为重要, 其次为分离度和优势度, 分别赋以0.5、0.3、0.2的权值[31]。
2.3.2 景观脆弱度指数
脆弱度指数(Fi)表示不同的景观类型在维护生物多样性、保护物种、完善整体结构和功能、促进景观结构自然演替等方面是有差别的。敏感性反映扰动-响应关系特性, 它决定于环境系统的内部结构, 环境敏感性和退化趋势综合起来构成农牧交错带的环境脆弱性[4]。根据已有研究表明:未利用地最为敏感, 城镇工矿用地最稳定。对未利用地、水域、耕地、草地、林地和城镇工矿用地分别赋以脆弱度指数6、5、4、3、2、1, 然后进行归一化处理[1], 得到各自的脆弱度指数。
采用地统计学中的变异函数方法, 借助半变异函数对区域景观生态风险进行空间分析。其具体公式为:
式中:
从1990— 2008年土地利用结构面积占有率来看(表2), 洋河流域土地利用结构充分体现农牧交错带半农半牧的特点[23], 耕地和草地面积占研究区总面积的67%以上。1990、1995、2000和2008年耕地面积分别为7 109.539、6 613.547、7 116.347和7 026.205 km2, 草地面积分别为5 561.338、4 417.351、5 554.854和5 603.459 km2, 林地面积分别为 2 734.314、4 011.177、2 714.540和 2 700.267 km2。近20 a间流域城镇工矿用地面积所占比例不到3.3%, 却增加了67.748 km2。水域所占比例较小, 除1995年外, 其余时期变化不大。未利用地面积占有率除1995年为2.65%, 其余时期均低于1%。
![]() | 表2 1990— 2008年洋河流域土地利用结构面积百分比 Table 2 Percentage of different land use areas in the Yanghe Watershed from 1990 to 2008 (%) |
1990— 1995年, 耕地、草地和水域面积分别减少了495.992、1 143.986和31.120 km2, 而林地、城镇工矿用地和未利用地面积分别增加了 1 276.863、42.464和351.715 km2, 其中未利用地面积增幅最大, 高达452.081%, 原因如下:洋河流经张家口相关区县的人口从20世纪80年代中期的约250万增加到2008年末的305万, 而在80年代末至90年代初期增加速率较快[32]; 张家口市近44 a来平均气温升温速率为0.504 ℃/10 a, 降水量下降速率为10.898 mm/10 a[33]。人口增加和气候暖干化使得靠雨水补给的河流地表蓄水量减少, 水域面积萎缩, 无规划开垦耕地、过度放牧等一些广种薄收的生存方式盛行, 使得农牧交错带的沙漠化土地急速增加[34]; 90年代初随国家城乡二元户籍政策的松动, 非农人口增加, 城镇工矿用地面积增加, 农村弃耕撂荒等现象增多, 导致耕地面积减少, 未利用地面积剧增[35]。但华北地区“ 十年九旱” 的气候特点使当地人民深受沙漠化之苦, 从60年代初即开始与风沙作斗争, 70年代掀起了营造防护林的热潮, 80年代“ 三北防护林” 一期、二期工程陆续开始, 很快在内蒙古高原南部和冀北山地地区形成了林网, 使洋河流域林地面积增加[32, 36]。
1995— 2008年, 草地、耕地、水域和城镇工矿用地面积分别增加395.369、137.553、10.373和8.428 km2, 林地和未利用地则以436.970和114.645 km2/a的速度减少。20世纪90年代末国家计划和启动“ 退耕还林” “ 退耕还牧” [35]政策遏制了洋河流域耕地和草地减少的趋势。尽管70年代兴起营造防护林, 但在后期的维护和保护方面做得不够充分[37], 导致洋河流域林地在90年代末面积萎缩。随着国家总体步入城镇化、工业化的加速发展时代, 洋河流域城镇工矿建设用地迅速增加, 未利用地面积减少也是大势所趋。
3.2.1 生态风险演化的时序特征
统计结果发现, 1990— 2008年洋河流域总体ERI由0.197 3上升到0.238 4, 增加了20.83%。从图2提供的各时期流域的ERI最大、最小值和均值来看, ERI的最大值变小、最小值增大、平均值变化不大; 说明洋河流域各个生态风险区生态风险值变化趋于风险值高的变低, 低的变高。
![]() | 图2 1990— 2008年生态风险值及其空间分布Fig. 2 Ecological risk value and its spatial distribution from 1990 to 2008 |
从洋河流域不同时期各生态风险等级对应的面积百分比(表3)可以看出, 研究区各个时期各级生态风险百分比均存在一定差异, 1990— 2008年生态风险总体上呈现先好转后恶化的趋势。1990— 2008年间, 高、低风险区的面积在减少, 分别减少了70.27、571.81 km2, 占总面积的3.96%。较低、中和较高风险区增加, 分别增加了455.55、157.53和29.00 km2。高风险区减少的面积远低于低风险区减少的面积, 洋河流域景观生态风险加剧。
![]() | 表3 生态风险等级面积统计 Table 3 Area and proportion of different ecological risk grade in the study area from 1990 to 2008 |
3.2.2 生态风险空间分异
对4个时期景观生态风险值的半变异函数进行模型拟合的结果表明, 利用指数模型拟合1990和2008年、球面模型拟合1995和2000年生态风险指数的半变异函数比较理想(表4)。1990、1995年块金值与基台值的比例均低于25%, 说明变量具有强烈的空间相关性, 2000和2008年块金值与基台值的比例大于25%且小于75%, 说明变量的空间相关性处于中等。
![]() | 表4 生态风险指数(ERI)的半变异函数理论模型及相关参数 Table 4 Semivariogram model of ERI and its parameters |
模拟结果为:1990、1995、2000和2008年生态风险指数的半变异函数均值分别为0.009 7、0.003 5、0.008 7和0.009 0, 平均标准差分别为0.043 0、0.003 4、0.015 2和0.041 3, 均接近零。标准方根预测误差分别为1.014 6、1.058 3、1.032 3和1.085 4, 均接近1。由这些参数表明, 生态风险指数模拟值的误差在允许范围内, 保证了洋河流域生态风险指数空间插值的准确性和可信性[7]。
从图2可以看出, 1990— 2008年, 洋河流域5种风险等级分布呈现西高东低, 中间高、四周低的空间分布格局。生态风险指数的空间分布格局变化受自然因素如海拔和坡度的诱导以及人为因素的影响[27], 在洋河流域表现为:海拔在500~1 500 m、坡度较小的洋河发源地、洋河干流以及干流两侧一级支流平坦地区分布着多数耕地和草地, 时农时牧的人为活动频繁, 生态风险相对较大; 而离干支流河道越远的海拔大于1 500 m、坡度相对大的区域多被林地覆盖, 人为活动强度相对小, 其生态风险程度相对较小(图3)。
低生态风险区和较低生态风险区集中在流域集水区域的四周边缘区(图2)。作为离河流较远的张北县、崇礼县、宣化县周边、涿鹿县南部、怀安县与张家口市部分区域, 均属于洋河一二级支流的中上游地段(图1), 海拔多在1 000 m以上, 地形多为山地和丘陵, 林草覆盖率较高, 人口密度小[41], 土地开发利用程度远低于洋河干流两侧平坦地带, 人为活动对景观干扰程度较轻, 景观破碎度小, 整体景观生态风险低于其他区域。
中生态风险区和较高生态风险区主要分布在洋河干流及一级支流周边较为发达的尚义县、张家口市、怀来县、天镇县大部分地区(图2)。这些区域海拔多在1 000 m以下, 坡度小, 自然条件优越, 人口密集, 土地利用开发程度强, 环境易损性大, 生态资产价值高是导致风险较高的主要因素。张家口市作为一级支流清水河汇入洋河的汇流地段, 生态风险基本稳定, 处于中等风险。而作为洋河中下游下花园区和怀来县, 高风险区面积增加, 生态环境在恶化。改革开放以来, 张家口市、宣化县、下花园区和怀来县工业发展导致洋河流域污染严重, 影响到流域和官厅水库的水质, 引起国家的高度重视, 90年代中后期首都北京为保护水源地而制定了限制水源地包括洋河流域尤其是张家口的经济发展政策, 对其发展进行生态补偿, 生态环境逐渐趋向好转[39, 40]。
高生态风险区域除1995年转移到怀安县之外, 其余三个时期大多集中在兴和县及其周边(图2)。怀安县地处冀西北丘陵山区, 海拔多在800 m以上, 坡度相对较大, 植被稀少、干旱少雨、灾害频繁[36], 也是东、西、南洋河汇流处, 原本脆弱的生态环境易受外界因子干扰, 波动性较大。1983年怀安县被列为全国水土保持重点县, 虽在1982— 1995年进行“ 三北” 一二期工程, 但是七八十年代栽植的树木大部分被采伐利用, 加上农户自由开垦放牧, 使得生态环境难以得到保护和恢复。直至1996— 2000年全面启动“ 三北” 三期工程, 林地面积大幅度增加, 森林覆盖率达20.50%, 生态环境明显好转[36]。兴和县是洋河发源地, 其位于内蒙古高原东段, 海拔均在1 000 m以上, 但坡度较小(图3)。1999— 2008年, 兴和县人口增加了8.93%, 特别是2004年以来, 人口呈直线上升, 耕地数量增加[41]。另外, 兴和县是我国三大石墨生产基地之一, 因开采石墨造成的生态环境问题日益严重。2000年, 国家启动京津风沙源治理工程, 兴和县被列入重点旗县, 之后大面积推行退耕还林还草, 使得2000年以后兴和县的生态环境趋向恢复, 表现为草地的逐渐恢复。
洋河流域充分体现农牧交错带半农半牧的土地利用格局特点, 耕地和草地面积占研究区总面积的67%以上。1990— 1995年, 耕地、草地和水域面积逐渐减少, 林地、城镇工矿用地和未利用地面积大幅增加。1995— 2008年, 草地、耕地、水域和城镇工矿用地面积有所增加, 而林地和未利用地则以每年436.970和114.645 km2的速度在减少。
1990— 2008年, 洋河流域整体生态风险增强, 低风险区面积快速缩减, 较低、中等和较高风险区面积增加, 高风险区面积虽有所减少, 但减少面积远小于低风险区减少的面积。
1990— 2008年, 洋河生态风险等级呈西高东低、四周低中间高的分布格局。这种分布格局受海拔、坡度自然因素的限制, 也受到气候暖干化、人口增加、土地利用变化和国家政策等人为因素的影响。具体表现为海拔低、坡度小的洋河干流以及一级支流入洋河处生态风险相对较大, 而离洋河干流越远的区域生态风险越小。因此, 控制人类在农牧交错带各小流域的开发强度, 降低点源和面源污染破坏, 加强农牧交错带土地利用规划与调整, 提高区域抗风险能力, 维持农牧交错带生态系统正常功能显得尤其重要。
The authors have declared that no competing interests exist.
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