长白山区生态用地破碎化演变及土地利用变化研究

郭 敏1,王士君2,余 娜

(1.吉林大学 地球科学学院,吉林 长春130061;2.东北师范大学 地理科学学院,吉林 长春130024; 3.吉林省自然资源调查规划中心有限公司,吉林 长春130061)

1 前言

土地利用/覆被变化(LUCC)作为人类活动与自然环境相互作用的最直接表现方式,已成为土地科学和可持续发展的重要研究课题。近年来,随着城镇化进程的不断推进,我国人口膨胀、建设用地扩张和环境恶化等社会经济问题日益突出[1]。同时,人类活动加剧了对自然环境的压力,直接影响到自然生态系统的结构和功能,造成了环境污染、土地退化和生物多样性单一等多种生态安全问题[2,3]。生态用地作为直接关联土地生态功能的土地类型,是土地生态服务系统的基本载体,也是区域生态景观格局与土地利用类型之间形成有效联系的关键要素。从生态功能方面来看,生态用地具有水土保持、防风固沙、调节气候和生物多样性保护等功能[4,5],是直接影响自然—社会经济组成的复合生态系统。

传统的生态用地研究模式主要集中分析景观格局演变和土地覆被变化[6,7]、测量城市生态用地需求[8]、构建景观生态安全格局[9,10]和生态脆弱区土地利用变化[11,12]。近年来,景观生态安全评价的研究较多。Zang Z构建了生态脆弱性评价指标体系,对典型景观类型的时空格局、生态脆弱性和生态系统服务功能变化进行了实证分析[13];周锐通过构建不同生态过程的生态安全格局来识别生态用地,为城市生态规划与空间布局规划提供了参考;潘竟虎通过RS和GIS技术,建立基于景观格局的景观生态风险指数,分析了景观生态风险的时空变化特征和聚集模式[14];于潇以景观格局安全指数和生态质量指数为变量,构建现代农业区景观生态安全评价模型,对近30年来研究区的景观生态安全时空分异进行了分析[15]。根据研究来看,定量测度生态用地景观格局演变与土地利用变化仍是理解区域生态安全与土地演化的重要手段,因此本文用定量测度方法来研究长白山区生态用地的演变特征和变化规律。

土地破碎化是区域景观格局的表现形式,反映了斑块由简单到复杂的变化过程,是自然或人为干扰因素共同作用的结果,其景观格局特征表现为由单一均匀的连续斑块逐渐变为不连续的破碎斑块。同时,土地破碎化是描述景观演变与生态安全的重要特征指标,对研究土地破碎化的景观生态过程、土地利用模式和环境可持续发展均具有重要的影响[16,17]。从土地整治角度看,实施土地整治、退耕还林还草等土地政策的目的就是为了降低土地资源破碎化。随着相关部门对土地资源生态保护的要求越来越高,科学测量和分析土地破碎化程度对制定合理的土地利用规划和政策显得尤为重要。当前,由于土地承载力有限,人类不合理的生产活动已占用了大量土地,导致土地破碎化程度增加,县域尺度及以下的生态用地破碎度与土地利用格局演变的小尺度、精细化研究越来越受到重视[18]。

长白山区是典型的原始森林区,但在我国境内,北坡、西坡和南坡具有典型的城市代表性,区域内土地保护、生态安全与城市之间的矛盾仍存在。近几十年来,该地区城市不断扩张,区域内生态用地对维持区域生态环境和耕地质量保护的作用日益明显。了解长白山区生态用地破碎度和土地利用变化有助于优化土地利用模式,实现不同土地利用类型利用价值的最大化。本文以长白山区3个县级行政区划涉及的31乡镇单元为研究对象,对长白山区1995—2015年生态用地的景观格局和离散程度等景观指数进行了分析,通过土地利用转移矩阵、土地利用动态度综合测度区域内不同土地利用类型之间的相互转换情况。旨在:①刻画20年来长白山区生态用地破碎化程度和景观格局演变特征,为生态用地破碎化评价提供科学合理的评价模型;②定量测度分析长白山区土地利用变化特征,了解土地利用变迁过程,为土地利用规划者提供科学参考与建议。

2 数据来源与研究方法

2.1 研究区域概况

长白山(127°40′—128°16′E、41°35′—42°25′N)位于吉林省东南部中朝交界处,是我国东北典型的山地森林生态系统。本文是指以吉林省延边朝鲜族自治州安图县(长白山北坡)、白山市长白朝鲜自治县(长白山南坡)和抚松县(长白山西坡)3个县级单元为代表的长白山典型生态连片区域(图1),区域内共31个乡镇级别单元。该区域属于温带大陆性山地气候区,除具有一般山地气候的特点外,还具有明显的垂直气候变化特征;年均气温在-7—3℃之间,积雪深度为50—70cm,年降水量700—1400mm。同时,该区域水资源丰富,是松花江、图们江和鸭绿江三大水系的发源地。

图1 研究区域位置示意图

2.2 数据来源

遥感数据来源于我国土地利用/土地覆盖遥感监测数据库,以研究区域1995年、2005年、2015年的Landsat-Tm/ETM和Landsat8遥感影像数据为信息源,借助Envi4.5软件对遥感影像进行波段合成与矫正。通过ArcGIS10.5软件,结合三县域的地形图和土地利用图数据进行人机交互式解译,获得研究区域土地利用类型矢量文件。结合研究区域特点和研究目的,最终确定土地类型为耕地、林地、草地、水域、建设用地、未利用地六大类型。景观格局分析基于由矢量格式转换为栅格格式的类型图,考虑到解译精度和遥感影像分辨率的影响,将栅格单元大小设为30m×30m。同时,根据行政区划,将研究区域划分为以乡镇为单元的31个评价单元,以反映乡镇级的生态用地破碎化程度及土地利用变化。

2.3 生态用地定义及分类系统

我国现行的《土地利用现状分类(GBT 21010—2017)》中没有明确生态用地的类别,同时对生态用地的分类缺乏统一的标准,导致其生态价值难以在分类体系中体现。生态用地不是一个具体统一的土地利用范畴,其定义也因为不同的研究目的而赋予不同的内涵。对生态用地的定义,以往研究在区域尺度上形成了以土地空间形态来定义的生态要素决定论[19],以土地生态功能定义的生态功能决定论[20,21]和以土地主体功能定义的主体功能决定论三种观点[22-25]。龙花楼、刘永强等在界定生态用地概念的基础上,采用逆向递推法将生态用地合并归类,将生态用地划分为生态用地、半人工生态用地和人工生态用地三种类型[5];周锐、谢花林等通过GIS、RS等技术手段提取具有空间信息的生态用地,分别构建了生态用地的空间结构和安全格局[12,26];Costanza R通过计算土地利用类型的生态服务价值(ESV)进行了生态用地识别的研究[27]。根据以往研究成果,本文将生态用地定义为以生态价值为主要利用价值,发挥土地生态系统服务功能,维护区域生态安全和可持续发展的土地利用范畴。同时，依据土地利用现状和《土地利用现状分类(GBT 21010—2017)》,将土地利用类型划分为生态用地、耕地、建设用地和未利用地,其中生态用地包括林地、草地、水域三大类(表1)。

表1 生态用地类型分类

2.4 研究方法

生态用地破碎度评价指标选取:土地破碎化程度可反映在景观水平上,本文通过建立定量分析评价模型,利用景观生态学指标对生态用地破碎程度进行探讨。景观指数的选择应具有低冗余度,既能更好地描述景观破碎化程度的特点,又应涵盖景观面积、形态、离散度等综合方面的内容。本文借鉴已有研究成果[28,29],并考虑长白山区的实际情况,选取斑块密度(PD)、边界密度指数(ED)、面积加权形状指数(AWMSI)、破碎度指数(FS)、分离度指数(DIVISION)、分裂指数(SPLIT),共6个景观指标来描述生态土地的破碎化特征。

斑块密度(PD)是指单位面积上的斑块数量,表征景观破碎化程度。该指标值越高,破碎化程度越高。计算公式为:

PD=P/A

(1)

式中,N表示斑块总数量;A表示土地总面积。PD>0。

边界密度指数(ED)是指单位面积边界的总长度,描述斑块的形状特征,揭示图斑被分割的程度。该指标值越高,其破碎化程度越高。计算公式为:

ED=E/A

(2)

式中,E为斑块边界总长度;A为土地总面积。ED>0。

面积加权形状指数(AWMSI)是衡量斑块复杂程度和景观空间格局复杂性的度量标准。该指数值越高,表明斑块的形状越复杂,破碎化程度也越高。计算公式为:

(3)

式中,n为斑块数量;Pi为斑块周长;ai为每一个斑块面积;A为土地总面积。AWMSI≥1。

破碎度指数(FS)是量化斑块破碎度的直观指数。该指标值越大,表明斑块的复杂程度越高。计算公式为:

FS=1-1/MSI

(4)

(5)

式中,MSI为斑块平均形状指数;n为斑块数量;Pi为斑块周长;ai为每一个斑块面积;N为斑块的总数量。0

分离度指数(DIVISION)指不同斑块间的分离程度。该指标值越大,表明斑块间越分散,破碎化程度越高。计算公式为:

(6)

式中,ai为每一个斑块面积;A为土地总面积。0

分裂度指数(SLPLIT)是度量斑块分裂程度的指标。该指标值越大表明斑块越分裂,破碎化程度越高,计算公式为:

(7)

式中,ai为每一个斑块面积;A为土地总面积。SPLIT>1。

生态用地破碎度评价模型构建:生态用地破碎度综合指数可定量描述生态用地在一定时间、空间尺度的破碎化程度,能较好地反应生态用地的破碎状况。本研究根据各指标的具体生态学意义,构建了生态用地破碎评价体系[30]。该评价体系由面积—边缘指数层、形状指数层和离散指数层三部分构成,分别从面积、形状、离散度三方面全面描述生态用地破碎化程度(表2)。其中,斑块密度(PD)和边界密度(ED)与破碎化程度密切相关,密度越高,斑块破碎化程度越高。破碎化程度也与斑块形状有关,斑块形状越复杂,其破碎度越高。此外,斑块的离散程度也在一定程度影响了破碎化程度,斑块空间分布越分散、越交错,其破碎化程度越高。

表2 破碎度评价指标体系

由于各指标之间的量纲、含义不同,且正向指标和负向指标对评价目标的影响方向不一致,各个指标之间缺乏可比性。为了使各指标之间具有可比性,将原始数据进行无量纲化处理并压缩至[0,1]区间内。采用比重法[31]对数据进行标准化处理,再根据所选的6个指标采用熵权法[32],利用景观指数的计算结果,确定各时间节点(1995年、2005年、2015年)各指标的权重,计算结果见表3。

表3 破碎度评价指标权重

运用综合评价法依次计算生态用地的面积—边缘破碎指数、形状破碎指数、离散破碎指数和破碎度综合指数,对生态用地破碎化进行定量评价,计算公式为:

(8)

式中,ELF为生态用地破碎度综合指数;Wi为第i个指标的权重值;Ci为指标现状值;m为评价指标个数。

土地利用动态度:为客观反映土地的动态变化,本研究选用土地利用动态度来定量描述其动态变化特征。土地利用动态度是分析土地利用面积变化率的主要模型之一[33,34],表征一定时间间隔内土地利用变化的速度和强度,计算公式为:

(9)

式中,K为研究期内土地利用类型动态变化度;Ua和Ub分别为研究期初和研究期末的土地面积;T为研究时间。

土地利用转移矩阵:土地利用转移矩阵是马尔科夫模型在土地利用变化中的应用,一方面可以定量描述不同土地利用类型之间的转换,另一方面可揭示用地类型的转移速率[35]。土地利用转移矩阵通常用来研究某一区域内各种地类在T1-T2时间段内的动态相互转化过程,一般表达形式为:

(10)

式中,A为面积;n为转移前后的土地利用类型数;Aij为转移前的i地类转移为j地类的土地面积。

3 结果及分析

3.1 生态用地破碎度总体情况

研究发现,1995—2015年各评价单元的土地破碎化指数均在不同程度上有所增加,具有破碎化特征(图2)。其中,斑块密度(PD)和边界密度(ED)两个指标值在1995年均为较低水平,斑块具有较高的完整性和连接性。2005年,超过68%的评价单元PD和ED值急剧上升,且超过20%的评价单元上升幅度大于10%,区域斑块的均匀性随着碎片的增加而剧烈降低。2015年,PD和ED指标值上升幅度减缓,在此期间人类活动和城市扩张在生态土地破碎化中发挥着重要作用。面积加权形状指数(AWMSI)和破碎度指数(FS)是用于描述生态用地形状破碎化程度的指标,各评价单元在研究时段内的AWMSI和FS值均呈上升趋势,研究区域内生态用地的空间格局是分散和不规则的。分离度指数(DIVISION)和分裂指数(SPLIT)20年来小幅增长,各评价单元斑块间的连通性变弱并且分布趋于分散性。总体上来看,1995—2005年长白山区生态景观格局由连续、均质状态急剧转化为不连续、离散的状态;2005—2015年,破碎化程度仍然存在,但趋于下降的趋势,破碎化过程相对缓慢并且得到控制。结合实际情况来看,生态用地破碎化之所以略有回升,景观安全趋于平稳,主要得益于长白山区近年来对生态土地保护和土地管理的重视,以及人类活动对生态土地的负面影响在逐渐减弱。

图2 1995年、2005年、2015年各评价单元破碎指标值统计

3.2 生态用地破碎度时空变化分析

根据1995—2015年长白山区各评价单元的景观指数值,赋权后依此计算1995年、2005年和2015年各评价单元的面积—边缘破碎指数、形状破碎指数、离散破碎指数和破碎度综合指数(表4)。研究结果显示不同年份不同评价单元生态用地破碎化程度不同。总体来看,长白山区破碎化程度从1995—2015年呈下降趋势,破碎化程度降低,区域差异性显著,研究结果与实际情况相符合。

破碎度时间变化分析:对比3个时期研究区域各评价单元的破碎度综合指数(表5)情况,破碎化程度存在较大的差异。1995—2005年有11个评价单元破碎化现象日趋严重,破碎化程度增加,其中增幅最大的乡镇为永庆乡、两江镇、万良镇和兴隆乡,增幅分别为83.52%、10.97%、10.15%和9.54%。其他20个评价单元的破碎度综合指数降低,降幅度最大的分别为新房子镇、亮兵镇、二道白河镇。漫江镇和明月镇破碎化程度未发生明显变化,破碎现象较稳定。

2005—2015年12个评价单元破碎度指数增幅大于零,增幅最大的乡镇分别为兴隆乡、万良镇和新房子镇。19个评价单元破碎度降低,万宝镇和十四道沟镇降幅最大,分别为47.63%和19.94%。总体看,1995—2015年长白山区整体破碎化程度降低,个别乡镇如宝泉山镇、万良镇、兴隆乡的破碎化程度一直处于上升趋势,生态用地分布趋于零散化、斑块形状复杂化,破碎化程度日渐加剧;而长白镇、亮兵镇、万宝镇的破碎化现象明显降低,生态用地破碎化得以缓解；新房子镇前十年的破碎化程度明显减低,但后10年却剧烈增加,生态用地亟需保护。

表4 1995年、2005年、2015年长白山区各评价单元破碎指标值计算结果

表5 1995年、2005年、2015年长白山区各评价单元破碎度

(续表5)

评价单元 面积—边缘破碎指数 形状破碎指数 离散破碎指数 破碎度综合指数 1995年2005年2015年1995年2005年2015年1995年2005年2015年1995年2005年2015年漫江镇0.2690.2590.2601.9552.0041.9620.1350.3720.3720.4022.5850.401马鹿沟镇0.6950.6410.6412.9023.1843.1210.0810.2290.2290.6463.9870.618明月镇0.5120.4930.4934.8765.0514.9320.2460.6740.6740.8236.0730.817泉阳镇0.6080.5810.5822.6312.7162.7250.0750.2100.2110.5753.4510.556十二道沟乡1.4841.5511.5753.1253.2903.2370.1230.3380.3381.1485.1671.178松江镇0.9490.9340.9354.1894.3764.2720.0850.2390.2390.8705.4600.848松江河镇0.7620.7130.7142.1222.1772.3340.0960.2660.2670.6533.1410.628石门镇0.1950.1830.6525.7975.9816.0250.0380.1130.1680.4916.0920.765十四道沟镇0.6080.6370.1832.9693.2155.8520.0610.1680.1140.5813.9510.478万宝镇1.5441.4450.6384.3264.4593.1420.0820.2310.1691.2136.0870.594万良镇0.3340.3461.4472.6512.2874.3580.2820.9420.2310.6283.4911.129新房子镇3.4010.3960.3463.6382.8822.2380.3010.1300.9432.4443.3310.691新合乡1.7141.7720.3974.4444.7092.8690.2140.6010.1311.4487.0430.431兴隆镇0.5220.6501.7746.0776.1594.6010.0480.1670.6010.7036.7921.469仙人桥镇0.6630.6370.6384.0054.1144.0140.1600.4430.4440.7725.0800.753兴参镇1.6471.5491.5514.3794.5004.3920.1130.3150.3151.3066.3051.221新屯子镇2.1432.0432.0463.1633.3003.2250.1320.3690.3691.5345.7271.446沿江乡1.0701.0401.0412.3762.4482.3940.0610.1750.1760.8083.6390.774永庆乡0.9171.8391.8413.5333.1133.0540.0700.7180.7190.7995.6701.464

表6 研究时段内土地变化面积和土地利用变化动态度

图3 长白山区生态用地破碎度分级

破碎度空间变化分析:根据分级结果(图3),将生态用地破碎度分为4个级:Ⅰ级为低破碎化程度区(0—0.5),Ⅱ级为轻破碎化程度区(0.5—1.0),Ⅲ级为中破碎化程度区(1.0—1.5),Ⅳ级为高破碎化程度区(1.5—2.0)。根据研究结果,1995年破碎化程度较高,Ⅳ级为区域评价单元数量最多,分布在长白县西部,I级和II级广泛分布在23个评价单元内。2005年Ⅳ级区域个数明显减少,且个别区域的破碎度等级均有降低趋势,主要集中在长白县西部和安图县南部地区。2015年的破碎化程度最低,IV级区域个数最少。

3.3 土地利用转化情况

用地类型总体变化:为了明确生态用地内部之间及生态用地与其他土地类型之间的土地利用动态变化特征和土地利用转换关系,本文对6种土地利用类型进行了地类转换特征分析。根据不同时间间隔内的土地利用数据计算土地利用动态度,以明确每个土地利用类别的变化率,结果见表6、图4。

图4 研究时段内各地类用地面积

林地是研究区域内土地利用的主要类型,占总面积的80%以上,1995—2015年土地利用动态度为-0.03%,面积略有减少。耕地作为第二大土地利用类型,1995—2015年逐渐扩大,总体动态度为0.15%。1995年生态用地以林地和草地为主,分别占总面积的88.37%和4.45%。20年来,草地面积增加了44.74km2,变化最强烈；林地减少了87.44km2,总动态度为-0.03%。从生态用地看,1995—2005年生态用地面积减少21.58km2,2005—2015年生态用地面积减少20.34km2。生态用地内部变化比整体变化更剧烈,各亚类之间的相互作用频繁。总之,土地利用变化的特征表现为林地大面积减少和草地大幅增加。由于人类活动,如耕地开垦和林地过度砍伐,导致20年来生态土地破碎化和土壤退化。

表7 生态用地同各土地利用类型间的转移矩阵(km2)

生态用地与各地类间的转换:对不同时期长白山区生态用地和各土地利用类型间的转移矩阵(表7)分析可知:1995—2000年,一方面大面积的生态用地开垦为耕地,面积占耕地增加量的99.30%,直接导致耕地面积比例由1995年的5.15%增长到2005年的5.30%。此外,部分生态用地转化为建设用地,转化面积为0.40km2,占建设用地面积增加量的71.20%。另一方面，部分耕地和建设用地转换为生态用地,两者的转化面积分别为1.87km2和0.07km2,生态用地净变化量为-15.76km2。2000—2005年,生态用地主要转化为耕地和未利用地,其中生态用地转化为耕地的面积为16.53km2,占该阶段耕地增加量的99.24%,生态用地退化为未利用地面积为0.48km2,占未利用地增加量的100%。该阶段耕地和未利用地转化为生态用地的面积比往年有所增加,两者转化为生态用地的面积分别为8.46km2、2.49km2,但生态用地面积仍呈现下降的趋势,净变化量为-5.82km2。2005—2010年,城市扩张,建设用地面积显著增加,由1995年占总面积的0.72%增长到2010年总面积的0.75%,该阶段生态用地的净变化率为-5.59km2。2010—2015年生态用地转化为耕地的面积最低,仅为1.19km2,但转化为建设用地的面积最大,占总面积的比例达到0.77%,该阶段生态用地的净变化量为-4.51km2。

总体来看,1995—2015年生态用地面积呈下降的趋势,总变化量为-31.66km2。但从1995—2000年、200—2005年、2005—2010年、2010—2015年各阶段看,生态用地净变化量的绝对值不断减小。生态用地同各地类之间的转化频繁,直接导致用地斑块面积细碎化、斑块形状复杂化,加重了生态用地的破碎化程度。退耕还林还草政策的实施,一定程度上控制了生态用地的降低,但由于政策实施的局限性仍无法制约城市用地的扩张,研究区域城市用地扩张在很大程度上都是以占用生态用地为主。

4 结论与讨论

4.1 结论

主要是:①长白山区1995—2015年生态用地破碎化程度呈下降趋势,降幅减轻。空间分布特征表明,20年来生态用地的破碎化区域减少,尤其是Ⅳ级破碎化区域。②本文将生态用地与其他土地利用类别进行转化分析,生态主要包括林地、草地和水域。根据土地利用动态度和土地利用转移矩阵的结果可知,1995—2015年生态用地逐年减少,内部类型变化幅度大于生态用地本身;林地和草地是研究期内土地利用变化的两种主要类型,林地主要向草地转化,林地、耕地和建设用地之间的转换频繁发生。③土地利用变化是多种因素包括自然、经济和社会因素共同作用的结果。随着城市化进程的加快,长白山区面临着城市扩张、耕地保护和林地缩减的矛盾,其实质是城市发展、粮食安全和生态环境保护之间的矛盾。

4.2 讨论

主要是:①土地利用政策是影响土地利用变化的外在因素。20世纪80年代,我国相关土地的管理政策主要集中在耕地保护上,对生态土地保护的关注相对较弱,许多生态土地遭到破坏和非理性使用。基本农田保护区的土地改良政策的出台,极大地提高了耕地的质量和比例,在一定程度上抑制了土地复垦的破坏。近年来,我国对生态用地的具体保护措施逐步出台,并取得了一定的成效,部分地区的破碎化程度有所下降。生态用地格局由破碎化、分散化逐渐向集中化发展,长白山区生态景观格局趋于安全。②生态用地的破碎化特征可为区域土地利用配置和生态保护提供重要依据。研究生态用地破碎化程度的分级,有利于制定土地利用发展战略。本文建议在保护现有生态用地的前提下,在破碎度IV级区域开发额外的生态用地,使土地利用的生态价值最大化。在破碎度III级区,在人为干扰和土地自然演替的共同影响下,对生态用地进行不同程度的划分:首先,对生态价值较高的生态用地减少人类活动的干扰,增加生态用地的聚集度;其次,在破碎化程度较高的地区,通过削减部分建设用地、退耕还林还草等方式增加生态用地面积,以实现生态重建战略。生态用地破碎化的主要干扰因素为城市扩张和耕地复垦。严格限制城市扩展,有利于释放超额生态用地,改善生态用地格局。合理规划与配置生态用地,不但可充分发挥生态用地的生态价值和使用价值,而且为城市可持续发展提供了优化路径。