李玉珍，張永福，安放舟

（1.新疆大學(xué) 資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，烏魯木齊830046；2.新疆大學(xué) 綠洲生態(tài)教育部重點實驗室，烏魯木齊830046）

生態(tài)風險表示在指定的研究區(qū)內(nèi)，不確定的一些事故或災(zāi)害對生態(tài)系統(tǒng)及其各組成成分可能產(chǎn)生的作用，這些作用的結(jié)果可能會導(dǎo)致區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)失去原有的平衡，進而對區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)的安全與健康構(gòu)成威脅［1－7］。生態(tài)風險評價是以為區(qū)域生態(tài)管理提供理論依據(jù)和技術(shù)支持為目的的研究［8－9］。土地利用生態(tài)風險主要用于描述和評價人為活動、自然災(zāi)害或者環(huán)境污染對生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能所產(chǎn)生的影響程度，其影響的范圍、時間以及產(chǎn)生的后果也是較難預(yù)測的［10］。

由于土地利用的方式及其強度不同，導(dǎo)致土地利用生態(tài)影響具有空間性和累加性的效果，并且這種影響以較為直觀的形式反映到土地利用生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能上［11］。本文選擇新和縣為研究區(qū)，在特定的研究區(qū)內(nèi)，通過遙感解譯方法獲得土地利用圖，將此圖做為基本的信息源，然后進行土地利用的生態(tài)風險分析。

1 試驗材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

新和縣地處亞歐大陸腹地，新疆維吾爾自治區(qū)西南部，塔里木盆地北緣的天山南麓洪積、沖積平原帶，東經(jīng)81°03′22″—82°42′15″，北緯40°56′24″—41°44′45″，北起天山支脈卻勒塔格山，山麓南緣為沖積平原，整個地形北高南低，地勢由東北向西南傾斜，縣境東西長137.5km，南北寬90.4km，東鄰庫車，南接沙雅，北倚拜城，西連溫宿和阿克蘇市。由于東南季風及北大西洋暖濕氣流很難影響本區(qū)，故本區(qū)屬于典型的暖溫帶大陸性氣候。全區(qū)土地總面積為582 046.08hm2，2013年全縣總?cè)丝谶_173 109人。

由于其干旱的氣候特點和特殊的地貌地形條件使得該研究區(qū)生態(tài)環(huán)境極其脆弱，因此形成森林邊緣帶等多種生態(tài)環(huán)境脆弱帶。近幾十年來，新和縣人口增加、社會經(jīng)濟發(fā)展和水土資源的大規(guī)模開發(fā)利用引起一系列的生態(tài)環(huán)境的變化，如土壤鹽漬化加劇、土地荒漠化加劇等嚴重的生態(tài)問題。這些變化已經(jīng)嚴重制約著新和縣經(jīng)濟的可持續(xù)發(fā)展和人居環(huán)境的可持續(xù)改善。為防止本區(qū)生態(tài)環(huán)境進一步遭受迫害，對新和縣進行土地利用生態(tài)風險的分析勢在必行。

1.2 數(shù)據(jù)來源

使用新和縣2008年7月ETM＋遙感影像數(shù)據(jù)（分辨率為30m），以及2013年7月ETM＋遙感影像數(shù)據(jù)（分辨率為30m）。其它相關(guān)數(shù)據(jù)包括研究區(qū)1∶10萬、1∶5萬地形圖，研究區(qū)土地利用現(xiàn)狀圖，及研究區(qū)統(tǒng)計年鑒。

1.3 遙感影像處理

以新和縣2008年、2013年的遙感影像圖為數(shù)據(jù)源，通過在ENVI 4.5中進行邊界提取、投影轉(zhuǎn)換等數(shù)據(jù)處理，依據(jù)國土資源部2001年公布的《土地分類》及新和縣的土地利用／土地覆蓋特征，將研究區(qū)土地類型劃分為：耕地、林地、草地、水域、建設(shè)用地、其他用地這六種類型。

在遙感影像處理上具體采用ENVI 4.5遙感影像處理系統(tǒng)對研究區(qū)兩個時期的數(shù)據(jù)進行波段合成、幾何校正、圖像增強、切割等處理；根據(jù)建立的解譯標志，對處理過的影像進行監(jiān)督分類，分類后采用合并類、上下文分析、聚類處理等手段獲得符合精度要求的監(jiān)督分類影像。經(jīng)過檢驗，兩期的遙感影像解譯總體精度值都達到了85%以上，可以滿足研究需要。通過對分類影像進行矢量化后導(dǎo)入地理信息系統(tǒng)軟件ArcGIS中，經(jīng)過統(tǒng)計分析和計算，最終得到土地利用結(jié)構(gòu)變化數(shù)據(jù)。

1.4 生態(tài)風險指數(shù)

利用新和縣各土地要素的面積及比重，建立生態(tài)風險與LUCC之間的關(guān)系，從而構(gòu)造各土地要素的生態(tài)風險指數(shù)［9］。其表達式為［4，9］：

式中：ERI——生態(tài)風險指數(shù)；N——土地要素的數(shù)量；A——土地總面積；Ai——第i類土地要素的面積；Ri——第i種土地要素所反映的損失指數(shù)。脆弱度指數(shù)Fi、干擾度指數(shù)Si的綜合來表示某一種土地要素Ri。

1.4.1 干擾度指數(shù) 在促進土地利用結(jié)構(gòu)的自然演替、抵抗外界干擾的能力、維護生物多樣性和完善整體結(jié)構(gòu)與功能等方面，不同的土地要素的作用是有較大差別的［12－14］。以新和縣 LUCC研究為基礎(chǔ)，構(gòu)建一個干擾度指數(shù)Si。干擾度指數(shù)Si可表示為：Si＝aCi＋bNi＋cDi。式中Ci表示景觀破碎度，Ni表示景觀分離度，Di表示景觀優(yōu)勢度，其具體算法見參考文獻［1，2，4，9］。

由于不同土地要素所采用的量綱存在差異，所以需要對計算得出的Ci，Ni，Di指標進行歸一化處理。用a，b，c表示土地要素各指標的權(quán)重，并且要求a＋b＋c＝1。通過專家咨詢與分析權(quán)衡，認為破碎度指數(shù)最為重要，其次為分離度指數(shù)和優(yōu)勢度指數(shù)。最終將0.5，0.3，0.2這三個權(quán)值分別賦予指數(shù)Ci，Ni與Di。

1.4.2 脆弱度 表示土地要素不同從而導(dǎo)致各個要素在對抵抗外界干擾時表現(xiàn)出來的能力有所差異，這種差異與自然演替過程所處的階段息息相關(guān)［10］。針對新和縣LUCC特點，得出在本區(qū)內(nèi)的六類土地要素中脆弱度程度由高到低依次為：其他用地、水域、耕地、草地、林地、建設(shè)用地。各土地要素的脆弱度指數(shù)由歸一化處理后得到。將歸一化的值域范圍設(shè)定為［0.1，0.9］［2，14］，其主要原因是為了便于分析與計算。

1.5 采樣方法

本研究區(qū)采用5km×5km的正方形樣地對綜合指數(shù)進行空間化，采樣方式為等間距系統(tǒng)采樣法，共有樣區(qū)415個。計算每一樣區(qū)內(nèi)各土地類型的綜合生態(tài)風險指數(shù)，以此作為樣地中心點的生態(tài)風險水平。

1.6 空間分析方法

綜合生態(tài)風險的空間分析是利用地統(tǒng)計學(xué)方法完成的。地統(tǒng)計學(xué)是一系列檢測、模擬和估計變量在空間上的相關(guān)關(guān)系和格局的統(tǒng)計方法。該方法是在生態(tài)風險系統(tǒng)采樣的基礎(chǔ)上，計算得出試驗半變異函數(shù)，然后進行理論半變異函數(shù)的擬合。半方差分析是地統(tǒng)計學(xué)中的一個重要組成部分，半方差定義為：

式中：h——樣本間隔距離；n（h）——抽樣間距為h的樣點對總數(shù)；z——某一系統(tǒng)屬性的隨機變量；x——空間位置；z（xi），z（xi＋h）——在xi和xi＋h的取值［15－16］。以半方差r（h）的縱坐標，樣本間距h為橫坐標，獲得半方差圖。利用ArcGIS的空間分析和地統(tǒng)計功能，通過求和、采樣、克里格插值，將所得的實際半方差圖用球狀模型擬合，進而得到生態(tài)風險指數(shù)空間分布圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 土地利用結(jié)構(gòu)動態(tài)變化

利用Excel 2003的統(tǒng)計分析功能計算不同土地類型的面積及其在研究區(qū)所占的百分比。由表1可知：在2008—2013年新和縣各類景觀面積發(fā)生變化，其中建設(shè)用地、草地面積顯著增加，而林地面積、其他用地面積明顯減少，耕地面積和水域面積幾乎未發(fā)生變化。

2.2 土地利用生態(tài)風險評價

利用景觀指數(shù)計算軟件Fragstats 3.3和Excel 2003的統(tǒng)計分析功能，以研究區(qū)整體作為研究對象，對該研究區(qū)土地利用生態(tài)風險指數(shù)進行計算，其結(jié)果見表2。

表2 2008年、2013年土地結(jié)構(gòu)指數(shù)

2008—2013年研究區(qū)整體土地利用生態(tài)風險指數(shù)呈現(xiàn)增加的變化趨勢，土地利用生態(tài)風險指數(shù)由2008年的0.079增加到2013年的0.121。這種變化趨勢和研究區(qū)實際情況是一致的。21世紀以來，隨著研究區(qū)人口增多，建設(shè)用地面積的擴大及其社會經(jīng)濟的增長，研究區(qū)的林地面積減少，引發(fā)了一系列的生態(tài)問題并造成嚴重的危害，因此研究區(qū)生態(tài)風險指數(shù)從0.079增長至0.121。

2.3 生態(tài)風險空間差異

計算出新和縣每個樣區(qū)的生態(tài)風險指數(shù)，然后對風險指數(shù)進行分級，將生態(tài)風險值小于0.035的區(qū)域規(guī)定為低生態(tài)風險，剩余的區(qū)域以0.035的區(qū)間等距劃分，具體分級情況為：ERI≤0.035（低生態(tài)風險），0.035＜ERI≤0.07（較低生態(tài)風險），0.07＜ERI≤0.105（中生態(tài)風險），0.105＜ERI≤0.14（較高生態(tài)風險），ERI＞0.14（高生態(tài)風險）。

利用生態(tài)風險評價方法，對研究區(qū)2008年、2013年生態(tài)風險狀況進行評價及分級統(tǒng)計，其結(jié)果如圖1所示。由生態(tài)風險分級統(tǒng)計表可知，研究區(qū)土地利用生態(tài)風險狀況可以分為3個層次：一是以水體為主的濕地景觀所在區(qū)域，其生態(tài)風險程度相對較低，這充分說明了干旱區(qū)濕地的重要性—它是干旱區(qū)獨特而又重要的土地要素之一，是干旱區(qū)生態(tài)風險格局的重要結(jié)點和關(guān)鍵區(qū)域；二是以林地及建設(shè)用地類型為主的人工區(qū)域，其生態(tài)風險程度處于中等狀態(tài)；三是人工區(qū)域外圍的其他用地區(qū)域，其生態(tài)風險程度相對較高，且隨著人工區(qū)域?qū)θ斯^(qū)域外圍的日益侵蝕，這一區(qū)域正逐漸直接與人工區(qū)域相鄰，成為人工區(qū)域生態(tài)風險的外在隱患。

研究區(qū)內(nèi)生態(tài)風險指數(shù)2008年、2013年的各級生態(tài)風險指數(shù)面積比例均存在一定的差異。2008年時研究區(qū)內(nèi)生態(tài)風險指數(shù)在0＜生態(tài)風險指數(shù)≤0.035的面積占研究區(qū)面積的19.20%，0.035＜生態(tài)風險指數(shù)≤0.07的面積占研究區(qū)面積的37.78%，0.07＜生態(tài)風險指數(shù)≤0.105的面積占研究區(qū)面積的19.05%，0.105＜生態(tài)風險指數(shù)≤0.14的面積占研究區(qū)面積的15.35%，生態(tài)風險指數(shù)≥0.14的面積占研究區(qū)面積的8.62%。到2013年時，研究區(qū)內(nèi)上述幾個級別的面積均呈現(xiàn)變化趨勢，0＜生態(tài)風險指數(shù)≤0.035的面積占研究區(qū)面積的17.28%，0.035＜生態(tài)風險指數(shù)≤0.07的面積占研究區(qū)面積的25.35%，0.07＜生態(tài)風險指數(shù)≤0.105的面積占研究區(qū)面積的24.82%，0.105＜生態(tài)風險指數(shù)≤0.14的面積占研究區(qū)面積的21.31%，生態(tài)風險指數(shù)≥0.14的面積占研究區(qū)面積的11.24%。上述變化說明2008—2013年，研究區(qū)生態(tài)風險指數(shù)相對較低的區(qū)域的面積總體上趨于減少的狀態(tài)；而生態(tài)風險指數(shù)相對較高的區(qū)域的面積出現(xiàn)增長的狀態(tài)；研究區(qū)生態(tài)環(huán)境狀況在2008—2013年趨于惡化，這個變化趨勢是與前述以研究區(qū)整體進行評價時的結(jié)論是一致的。

圖1 不同等級的生態(tài)風險區(qū)在各年份所占比例

3 結(jié) 論

本文提出的基于土地利用的生態(tài)風險評價方法，僅僅作為一種嘗試，旨在為區(qū)域生態(tài)環(huán)境質(zhì)量狀況評價問題的研究探索一種途徑［17－18］。土地利用生態(tài)風險分析的目的也是為區(qū)域生態(tài)環(huán)境的管理提供量化的決策依據(jù)和理論支持。結(jié)果表明，研究區(qū)土地利用結(jié)構(gòu)分析及區(qū)域生態(tài)風險指數(shù)能夠較好地定量評價區(qū)域生態(tài)環(huán)境狀況，并反映局部環(huán)境的演變方向。

（1）通過對新和縣土地利用格局變化進行分析得出，在2008—2013年間，研究區(qū)內(nèi)的土地要素未發(fā)生變化，但各土地要素的面積及其所占的面積百分比變化明顯。2008—2013年，耕地面積、水域面積幾乎未發(fā)生改變，草地面積及建設(shè)用地的面積增長較快，而林地面積以及其他用地面積則減少明顯?？梢婋S著人口增長和社會經(jīng)濟的發(fā)展，人為因素對土地利用結(jié)構(gòu)的變化影響越來越顯著。

（2）由于土地利用結(jié)構(gòu)的改變導(dǎo)致了研究區(qū)生態(tài)風險指數(shù)的差異。從總體變化分析來看，2008—2013年間，研究區(qū)生態(tài)風險呈上升趨勢。隨著研究區(qū)人口數(shù)量的增多，建設(shè)用地面積的擴大，致使研究區(qū)面臨一系列的生態(tài)問題并帶來嚴重的危害［19］，因此研究區(qū)生態(tài)風險指數(shù)由2008年的0.079上升到2013年的0.121。隨著研究區(qū)生態(tài)風險的加劇，研究區(qū)生態(tài)問題也會得到了人們越來越多的關(guān)注。

（3）2008—2013年，研究區(qū)生態(tài)風險指數(shù)相對較低的區(qū)域面積總體上趨于減少的狀態(tài)；而生態(tài)風險指數(shù)相對較高的區(qū)域的面積總體上趨于增加的狀態(tài)；在2008—2013年，研究區(qū)生態(tài)環(huán)境狀況總體上呈現(xiàn)出惡化的趨勢。

土地利用生態(tài)風險分析是在土地利用變化的格局上建立起生態(tài)風險的評價方法、評價指標體系與評價模型，并對研究區(qū)的生態(tài)系統(tǒng)進行風險評價的過程與現(xiàn)代科技相結(jié)合，與基礎(chǔ)理論相結(jié)合，從靜態(tài)的現(xiàn)狀評價轉(zhuǎn)為動態(tài)的預(yù)測、預(yù)警，是當前生態(tài)風險評價研究的發(fā)展方向和發(fā)展趨勢。利用不同時期的土地利用分類圖，借助土地利用結(jié)構(gòu)指數(shù)，利用地統(tǒng)計學(xué)中的空間分析方法可以定量化地揭示生態(tài)風險的空間分布特征，進一步建立在人類干擾下土地利用與區(qū)域生態(tài)風險的有機聯(lián)系，為區(qū)域環(huán)境管理提供決策的依據(jù)和理論支持。區(qū)域生態(tài)風險指數(shù)能夠較好地評價環(huán)境狀況，通過對生態(tài)風險指數(shù)的分類區(qū)劃，對高和較高生態(tài)風險區(qū)應(yīng)高度重視，探求原因，從而提高土地的生產(chǎn)能力；對中等和低生態(tài)風險區(qū)要加強建設(shè)，力求結(jié)構(gòu)更加合理。土地系統(tǒng)是經(jīng)過改造重建，富有再生產(chǎn)性和更有價值的生態(tài)系統(tǒng)，應(yīng)按照生態(tài)學(xué)原理和生態(tài)經(jīng)濟規(guī)律運作，使得土地資源、環(huán)境和人口協(xié)調(diào)發(fā)展。

［1］ 李新琪，金海龍，朱海涌.干旱區(qū)內(nèi)陸艾比湖流域平原區(qū)景觀生態(tài)安全評價研究［J］.干旱環(huán)境監(jiān)測，2010，24（2）：84－93.

［2］ 陳鵬，潘曉玲.干旱區(qū)內(nèi)陸流域區(qū)域景觀生態(tài)風險分析：以阜康三工河流域為例［J］.生態(tài)學(xué)雜志，2003，22（4）：116－120.

［3］ 李謝輝，李景宜.基于GIS的區(qū)域景觀生態(tài)風險分析：以渭河下游河流沿線區(qū)域為例［J］.干旱區(qū)研究，2008，25（6）：899－903.

［4］ 曾輝，劉國軍.基于景觀結(jié)構(gòu)的區(qū)域生態(tài)風險分析［J］.中國環(huán)境科學(xué)，1999，19（5）：454－457.

［5］ 謝花林.基于景觀結(jié)構(gòu)和空間統(tǒng)計學(xué)的區(qū)域生態(tài)風險分析［J］.生態(tài)學(xué)報，2008，28（10）：5020－5026.

［6］ 蒙吉軍，周婷，劉洋.區(qū)域生態(tài)風險評價：以鄂爾多斯市為例［J］.北京大學(xué)學(xué)報：自然科學(xué)版，2011，47（5）：935－943.

［7］ 錢云，郝毓靈.新疆綠洲［M］.烏魯木齊：新疆人民出版社，2000.

［8］ 滿蘇爾·沙比提，阿里木江·卡斯木，帕爾哈提.渭干河—庫車河三角洲綠洲人口動態(tài)變化及其帶來的問題［J］.干旱區(qū)資源與環(huán)境，2005，19（3）：71－76.

［9］ 臧淑英，梁欣，張思沖.基于GIS的大慶市土地利用生態(tài)風險分析［J］.自然災(zāi)害學(xué)報，2005，14（4）：141－145.

［10］ 許學(xué)工，林輝平，付在毅，等.黃河三角洲濕地區(qū)域生態(tài)風險評價［J］.北京大學(xué)學(xué)報，2001，37（1）：111－120.

［11］ 孫奇奇，宋戈，齊美玲.基于主成分分析的哈爾濱市土地生態(tài)安全評價［J］.水土保持研究，2012，19（2）：234－238.

［11］ 吳莉，侯西勇，徐新良，等.山東沿海地區(qū)土地利用和景觀格局變化［J］.農(nóng)業(yè)工程學(xué)報，2013，29（5）：207－216.

［13］ 吳文婕，石培基，胡巍.基于土地利用／覆被變化的綠洲城市土地生態(tài)風險綜合評價：以甘州區(qū)為例［J］.干旱區(qū)研究，2012，29（1）：122－128.

［14］ 高賓，李小玉，李志剛，等.基于景觀格局的錦州灣沿海經(jīng)濟開發(fā)區(qū)生態(tài)風險分析［J］.生態(tài)學(xué)報，2011，31（12）：3441－3450.

［15］ 王介勇，趙庚星，杜春先.基于景觀空間結(jié)構(gòu)信息的區(qū)域生態(tài)脆弱性分析［J］.干旱區(qū)研究，2005，22（3）；317－321.

［16］ 巫麗蕓，黃義雄.東山島景觀生態(tài)風險評價［J］.干旱區(qū)研究，2005，24（1）：35－42.

［17］ 李曉燕，張樹文.基于景觀結(jié)構(gòu)的吉林西部生態(tài)安全動態(tài)分析［J］.干旱區(qū)研究，2005，2（1）：57－62.

［18］ 黃海，劉長城，陳春.基于生態(tài)足跡的土地生態(tài)安全評價研究［J］.水土保持研究，2013，20（1）：193－201.

［19］ 楊春紅，張正棟，田楠楠，等.基于P－R－S模型的汕頭市土地生態(tài)安全評價［J］.水土保持研究，2012，19（3）：209－214.