郭 敏1,王士君2,余 娜

(1.吉林大學(xué) 地球科學(xué)學(xué)院,吉林 長春130061;2.東北師范大學(xué) 地理科學(xué)學(xué)院,吉林 長春130024; 3.吉林省自然資源調(diào)查規(guī)劃中心有限公司,吉林 長春130061)

1 前言

土地利用/覆被變化(LUCC)作為人類活動與自然環(huán)境相互作用的最直接表現(xiàn)方式,已成為土地科學(xué)和可持續(xù)發(fā)展的重要研究課題。近年來,隨著城鎮(zhèn)化進(jìn)程的不斷推進(jìn),我國人口膨脹、建設(shè)用地擴張和環(huán)境惡化等社會經(jīng)濟問題日益突出[1]。同時,人類活動加劇了對自然環(huán)境的壓力,直接影響到自然生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能,造成了環(huán)境污染、土地退化和生物多樣性單一等多種生態(tài)安全問題[2,3]。生態(tài)用地作為直接關(guān)聯(lián)土地生態(tài)功能的土地類型,是土地生態(tài)服務(wù)系統(tǒng)的基本載體,也是區(qū)域生態(tài)景觀格局與土地利用類型之間形成有效聯(lián)系的關(guān)鍵要素。從生態(tài)功能方面來看,生態(tài)用地具有水土保持、防風(fēng)固沙、調(diào)節(jié)氣候和生物多樣性保護等功能[4,5],是直接影響自然—社會經(jīng)濟組成的復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)。

傳統(tǒng)的生態(tài)用地研究模式主要集中分析景觀格局演變和土地覆被變化[6,7]、測量城市生態(tài)用地需求[8]、構(gòu)建景觀生態(tài)安全格局[9,10]和生態(tài)脆弱區(qū)土地利用變化[11,12]。近年來,景觀生態(tài)安全評價的研究較多。Zang Z構(gòu)建了生態(tài)脆弱性評價指標(biāo)體系,對典型景觀類型的時空格局、生態(tài)脆弱性和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能變化進(jìn)行了實證分析[13];周銳通過構(gòu)建不同生態(tài)過程的生態(tài)安全格局來識別生態(tài)用地,為城市生態(tài)規(guī)劃與空間布局規(guī)劃提供了參考;潘竟虎通過RS和GIS技術(shù),建立基于景觀格局的景觀生態(tài)風(fēng)險指數(shù),分析了景觀生態(tài)風(fēng)險的時空變化特征和聚集模式[14];于瀟以景觀格局安全指數(shù)和生態(tài)質(zhì)量指數(shù)為變量,構(gòu)建現(xiàn)代農(nóng)業(yè)區(qū)景觀生態(tài)安全評價模型,對近30年來研究區(qū)的景觀生態(tài)安全時空分異進(jìn)行了分析[15]。根據(jù)研究來看,定量測度生態(tài)用地景觀格局演變與土地利用變化仍是理解區(qū)域生態(tài)安全與土地演化的重要手段,因此本文用定量測度方法來研究長白山區(qū)生態(tài)用地的演變特征和變化規(guī)律。

土地破碎化是區(qū)域景觀格局的表現(xiàn)形式,反映了斑塊由簡單到復(fù)雜的變化過程,是自然或人為干擾因素共同作用的結(jié)果,其景觀格局特征表現(xiàn)為由單一均勻的連續(xù)斑塊逐漸變?yōu)椴贿B續(xù)的破碎斑塊。同時,土地破碎化是描述景觀演變與生態(tài)安全的重要特征指標(biāo),對研究土地破碎化的景觀生態(tài)過程、土地利用模式和環(huán)境可持續(xù)發(fā)展均具有重要的影響[16,17]。從土地整治角度看,實施土地整治、退耕還林還草等土地政策的目的就是為了降低土地資源破碎化。隨著相關(guān)部門對土地資源生態(tài)保護的要求越來越高,科學(xué)測量和分析土地破碎化程度對制定合理的土地利用規(guī)劃和政策顯得尤為重要。當(dāng)前,由于土地承載力有限,人類不合理的生產(chǎn)活動已占用了大量土地,導(dǎo)致土地破碎化程度增加,縣域尺度及以下的生態(tài)用地破碎度與土地利用格局演變的小尺度、精細(xì)化研究越來越受到重視[18]。

長白山區(qū)是典型的原始森林區(qū),但在我國境內(nèi),北坡、西坡和南坡具有典型的城市代表性,區(qū)域內(nèi)土地保護、生態(tài)安全與城市之間的矛盾仍存在。近幾十年來,該地區(qū)城市不斷擴張,區(qū)域內(nèi)生態(tài)用地對維持區(qū)域生態(tài)環(huán)境和耕地質(zhì)量保護的作用日益明顯。了解長白山區(qū)生態(tài)用地破碎度和土地利用變化有助于優(yōu)化土地利用模式,實現(xiàn)不同土地利用類型利用價值的最大化。本文以長白山區(qū)3個縣級行政區(qū)劃涉及的31鄉(xiāng)鎮(zhèn)單元為研究對象,對長白山區(qū)1995—2015年生態(tài)用地的景觀格局和離散程度等景觀指數(shù)進(jìn)行了分析,通過土地利用轉(zhuǎn)移矩陣、土地利用動態(tài)度綜合測度區(qū)域內(nèi)不同土地利用類型之間的相互轉(zhuǎn)換情況。旨在:①刻畫20年來長白山區(qū)生態(tài)用地破碎化程度和景觀格局演變特征,為生態(tài)用地破碎化評價提供科學(xué)合理的評價模型;②定量測度分析長白山區(qū)土地利用變化特征,了解土地利用變遷過程,為土地利用規(guī)劃者提供科學(xué)參考與建議。

2 數(shù)據(jù)來源與研究方法

2.1 研究區(qū)域概況

長白山(127°40′—128°16′E、41°35′—42°25′N)位于吉林省東南部中朝交界處,是我國東北典型的山地森林生態(tài)系統(tǒng)。本文是指以吉林省延邊朝鮮族自治州安圖縣(長白山北坡)、白山市長白朝鮮自治縣(長白山南坡)和撫松縣(長白山西坡)3個縣級單元為代表的長白山典型生態(tài)連片區(qū)域(圖1),區(qū)域內(nèi)共31個鄉(xiāng)鎮(zhèn)級別單元。該區(qū)域?qū)儆跍貛Т箨懶陨降貧夂騾^(qū),除具有一般山地氣候的特點外,還具有明顯的垂直氣候變化特征;年均氣溫在-7—3℃之間,積雪深度為50—70cm,年降水量700—1400mm。同時,該區(qū)域水資源豐富,是松花江、圖們江和鴨綠江三大水系的發(fā)源地。

圖1 研究區(qū)域位置示意圖

2.2 數(shù)據(jù)來源

遙感數(shù)據(jù)來源于我國土地利用/土地覆蓋遙感監(jiān)測數(shù)據(jù)庫,以研究區(qū)域1995年、2005年、2015年的Landsat-Tm/ETM和Landsat8遙感影像數(shù)據(jù)為信息源,借助Envi4.5軟件對遙感影像進(jìn)行波段合成與矯正。通過ArcGIS10.5軟件,結(jié)合三縣域的地形圖和土地利用圖數(shù)據(jù)進(jìn)行人機交互式解譯,獲得研究區(qū)域土地利用類型矢量文件。結(jié)合研究區(qū)域特點和研究目的,最終確定土地類型為耕地、林地、草地、水域、建設(shè)用地、未利用地六大類型。景觀格局分析基于由矢量格式轉(zhuǎn)換為柵格格式的類型圖,考慮到解譯精度和遙感影像分辨率的影響,將柵格單元大小設(shè)為30m×30m。同時,根據(jù)行政區(qū)劃,將研究區(qū)域劃分為以鄉(xiāng)鎮(zhèn)為單元的31個評價單元,以反映鄉(xiāng)鎮(zhèn)級的生態(tài)用地破碎化程度及土地利用變化。

2.3 生態(tài)用地定義及分類系統(tǒng)

我國現(xiàn)行的《土地利用現(xiàn)狀分類(GBT 21010—2017)》中沒有明確生態(tài)用地的類別,同時對生態(tài)用地的分類缺乏統(tǒng)一的標(biāo)準(zhǔn),導(dǎo)致其生態(tài)價值難以在分類體系中體現(xiàn)。生態(tài)用地不是一個具體統(tǒng)一的土地利用范疇,其定義也因為不同的研究目的而賦予不同的內(nèi)涵。對生態(tài)用地的定義,以往研究在區(qū)域尺度上形成了以土地空間形態(tài)來定義的生態(tài)要素決定論[19],以土地生態(tài)功能定義的生態(tài)功能決定論[20,21]和以土地主體功能定義的主體功能決定論三種觀點[22-25]。龍花樓、劉永強等在界定生態(tài)用地概念的基礎(chǔ)上,采用逆向遞推法將生態(tài)用地合并歸類,將生態(tài)用地劃分為生態(tài)用地、半人工生態(tài)用地和人工生態(tài)用地三種類型[5];周銳、謝花林等通過GIS、RS等技術(shù)手段提取具有空間信息的生態(tài)用地,分別構(gòu)建了生態(tài)用地的空間結(jié)構(gòu)和安全格局[12,26];Costanza R通過計算土地利用類型的生態(tài)服務(wù)價值(ESV)進(jìn)行了生態(tài)用地識別的研究[27]。根據(jù)以往研究成果,本文將生態(tài)用地定義為以生態(tài)價值為主要利用價值,發(fā)揮土地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能,維護區(qū)域生態(tài)安全和可持續(xù)發(fā)展的土地利用范疇。同時，依據(jù)土地利用現(xiàn)狀和《土地利用現(xiàn)狀分類(GBT 21010—2017)》,將土地利用類型劃分為生態(tài)用地、耕地、建設(shè)用地和未利用地,其中生態(tài)用地包括林地、草地、水域三大類(表1)。

表1 生態(tài)用地類型分類

2.4 研究方法

生態(tài)用地破碎度評價指標(biāo)選取:土地破碎化程度可反映在景觀水平上,本文通過建立定量分析評價模型,利用景觀生態(tài)學(xué)指標(biāo)對生態(tài)用地破碎程度進(jìn)行探討。景觀指數(shù)的選擇應(yīng)具有低冗余度,既能更好地描述景觀破碎化程度的特點,又應(yīng)涵蓋景觀面積、形態(tài)、離散度等綜合方面的內(nèi)容。本文借鑒已有研究成果[28,29],并考慮長白山區(qū)的實際情況,選取斑塊密度(PD)、邊界密度指數(shù)(ED)、面積加權(quán)形狀指數(shù)(AWMSI)、破碎度指數(shù)(FS)、分離度指數(shù)(DIVISION)、分裂指數(shù)(SPLIT),共6個景觀指標(biāo)來描述生態(tài)土地的破碎化特征。

斑塊密度(PD)是指單位面積上的斑塊數(shù)量,表征景觀破碎化程度。該指標(biāo)值越高,破碎化程度越高。計算公式為:

PD=P/A

(1)

式中,N表示斑塊總數(shù)量;A表示土地總面積。PD>0。

邊界密度指數(shù)(ED)是指單位面積邊界的總長度,描述斑塊的形狀特征,揭示圖斑被分割的程度。該指標(biāo)值越高,其破碎化程度越高。計算公式為:

ED=E/A

(2)

式中,E為斑塊邊界總長度;A為土地總面積。ED>0。

面積加權(quán)形狀指數(shù)(AWMSI)是衡量斑塊復(fù)雜程度和景觀空間格局復(fù)雜性的度量標(biāo)準(zhǔn)。該指數(shù)值越高,表明斑塊的形狀越復(fù)雜,破碎化程度也越高。計算公式為:

(3)

式中,n為斑塊數(shù)量;Pi為斑塊周長;ai為每一個斑塊面積;A為土地總面積。AWMSI≥1。

破碎度指數(shù)(FS)是量化斑塊破碎度的直觀指數(shù)。該指標(biāo)值越大,表明斑塊的復(fù)雜程度越高。計算公式為:

FS=1-1/MSI

(4)

(5)

式中,MSI為斑塊平均形狀指數(shù);n為斑塊數(shù)量;Pi為斑塊周長;ai為每一個斑塊面積;N為斑塊的總數(shù)量。0

分離度指數(shù)(DIVISION)指不同斑塊間的分離程度。該指標(biāo)值越大,表明斑塊間越分散,破碎化程度越高。計算公式為:

(6)

式中,ai為每一個斑塊面積;A為土地總面積。0

分裂度指數(shù)(SLPLIT)是度量斑塊分裂程度的指標(biāo)。該指標(biāo)值越大表明斑塊越分裂,破碎化程度越高,計算公式為:

(7)

式中,ai為每一個斑塊面積;A為土地總面積。SPLIT>1。

生態(tài)用地破碎度評價模型構(gòu)建:生態(tài)用地破碎度綜合指數(shù)可定量描述生態(tài)用地在一定時間、空間尺度的破碎化程度,能較好地反應(yīng)生態(tài)用地的破碎狀況。本研究根據(jù)各指標(biāo)的具體生態(tài)學(xué)意義,構(gòu)建了生態(tài)用地破碎評價體系[30]。該評價體系由面積—邊緣指數(shù)層、形狀指數(shù)層和離散指數(shù)層三部分構(gòu)成,分別從面積、形狀、離散度三方面全面描述生態(tài)用地破碎化程度(表2)。其中,斑塊密度(PD)和邊界密度(ED)與破碎化程度密切相關(guān),密度越高,斑塊破碎化程度越高。破碎化程度也與斑塊形狀有關(guān),斑塊形狀越復(fù)雜,其破碎度越高。此外,斑塊的離散程度也在一定程度影響了破碎化程度,斑塊空間分布越分散、越交錯,其破碎化程度越高。

表2 破碎度評價指標(biāo)體系

由于各指標(biāo)之間的量綱、含義不同,且正向指標(biāo)和負(fù)向指標(biāo)對評價目標(biāo)的影響方向不一致,各個指標(biāo)之間缺乏可比性。為了使各指標(biāo)之間具有可比性,將原始數(shù)據(jù)進(jìn)行無量綱化處理并壓縮至[0,1]區(qū)間內(nèi)。采用比重法[31]對數(shù)據(jù)進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)化處理,再根據(jù)所選的6個指標(biāo)采用熵權(quán)法[32],利用景觀指數(shù)的計算結(jié)果,確定各時間節(jié)點(1995年、2005年、2015年)各指標(biāo)的權(quán)重,計算結(jié)果見表3。

表3 破碎度評價指標(biāo)權(quán)重

運用綜合評價法依次計算生態(tài)用地的面積—邊緣破碎指數(shù)、形狀破碎指數(shù)、離散破碎指數(shù)和破碎度綜合指數(shù),對生態(tài)用地破碎化進(jìn)行定量評價,計算公式為:

(8)

式中,ELF為生態(tài)用地破碎度綜合指數(shù);Wi為第i個指標(biāo)的權(quán)重值;Ci為指標(biāo)現(xiàn)狀值;m為評價指標(biāo)個數(shù)。

土地利用動態(tài)度:為客觀反映土地的動態(tài)變化,本研究選用土地利用動態(tài)度來定量描述其動態(tài)變化特征。土地利用動態(tài)度是分析土地利用面積變化率的主要模型之一[33,34],表征一定時間間隔內(nèi)土地利用變化的速度和強度,計算公式為:

(9)

式中,K為研究期內(nèi)土地利用類型動態(tài)變化度;Ua和Ub分別為研究期初和研究期末的土地面積;T為研究時間。

土地利用轉(zhuǎn)移矩陣:土地利用轉(zhuǎn)移矩陣是馬爾科夫模型在土地利用變化中的應(yīng)用,一方面可以定量描述不同土地利用類型之間的轉(zhuǎn)換,另一方面可揭示用地類型的轉(zhuǎn)移速率[35]。土地利用轉(zhuǎn)移矩陣通常用來研究某一區(qū)域內(nèi)各種地類在T1-T2時間段內(nèi)的動態(tài)相互轉(zhuǎn)化過程,一般表達(dá)形式為:

(10)

式中,A為面積;n為轉(zhuǎn)移前后的土地利用類型數(shù);Aij為轉(zhuǎn)移前的i地類轉(zhuǎn)移為j地類的土地面積。

3 結(jié)果及分析

3.1 生態(tài)用地破碎度總體情況

研究發(fā)現(xiàn),1995—2015年各評價單元的土地破碎化指數(shù)均在不同程度上有所增加,具有破碎化特征(圖2)。其中,斑塊密度(PD)和邊界密度(ED)兩個指標(biāo)值在1995年均為較低水平,斑塊具有較高的完整性和連接性。2005年,超過68%的評價單元PD和ED值急劇上升,且超過20%的評價單元上升幅度大于10%,區(qū)域斑塊的均勻性隨著碎片的增加而劇烈降低。2015年,PD和ED指標(biāo)值上升幅度減緩,在此期間人類活動和城市擴張在生態(tài)土地破碎化中發(fā)揮著重要作用。面積加權(quán)形狀指數(shù)(AWMSI)和破碎度指數(shù)(FS)是用于描述生態(tài)用地形狀破碎化程度的指標(biāo),各評價單元在研究時段內(nèi)的AWMSI和FS值均呈上升趨勢,研究區(qū)域內(nèi)生態(tài)用地的空間格局是分散和不規(guī)則的。分離度指數(shù)(DIVISION)和分裂指數(shù)(SPLIT)20年來小幅增長,各評價單元斑塊間的連通性變?nèi)醪⑶曳植稼呌诜稚⑿??？傮w上來看,1995—2005年長白山區(qū)生態(tài)景觀格局由連續(xù)、均質(zhì)狀態(tài)急劇轉(zhuǎn)化為不連續(xù)、離散的狀態(tài);2005—2015年,破碎化程度仍然存在,但趨于下降的趨勢,破碎化過程相對緩慢并且得到控制。結(jié)合實際情況來看,生態(tài)用地破碎化之所以略有回升,景觀安全趨于平穩(wěn),主要得益于長白山區(qū)近年來對生態(tài)土地保護和土地管理的重視,以及人類活動對生態(tài)土地的負(fù)面影響在逐漸減弱。

圖2 1995年、2005年、2015年各評價單元破碎指標(biāo)值統(tǒng)計

3.2 生態(tài)用地破碎度時空變化分析

根據(jù)1995—2015年長白山區(qū)各評價單元的景觀指數(shù)值,賦權(quán)后依此計算1995年、2005年和2015年各評價單元的面積—邊緣破碎指數(shù)、形狀破碎指數(shù)、離散破碎指數(shù)和破碎度綜合指數(shù)(表4)。研究結(jié)果顯示不同年份不同評價單元生態(tài)用地破碎化程度不同?？傮w來看,長白山區(qū)破碎化程度從1995—2015年呈下降趨勢,破碎化程度降低,區(qū)域差異性顯著,研究結(jié)果與實際情況相符合。

破碎度時間變化分析:對比3個時期研究區(qū)域各評價單元的破碎度綜合指數(shù)(表5)情況,破碎化程度存在較大的差異。1995—2005年有11個評價單元破碎化現(xiàn)象日趨嚴(yán)重,破碎化程度增加,其中增幅最大的鄉(xiāng)鎮(zhèn)為永慶鄉(xiāng)、兩江鎮(zhèn)、萬良鎮(zhèn)和興隆鄉(xiāng),增幅分別為83.52%、10.97%、10.15%和9.54%。其他20個評價單元的破碎度綜合指數(shù)降低,降幅度最大的分別為新房子鎮(zhèn)、亮兵鎮(zhèn)、二道白河鎮(zhèn)。漫江鎮(zhèn)和明月鎮(zhèn)破碎化程度未發(fā)生明顯變化,破碎現(xiàn)象較穩(wěn)定。

2005—2015年12個評價單元破碎度指數(shù)增幅大于零,增幅最大的鄉(xiāng)鎮(zhèn)分別為興隆鄉(xiāng)、萬良鎮(zhèn)和新房子鎮(zhèn)。19個評價單元破碎度降低,萬寶鎮(zhèn)和十四道溝鎮(zhèn)降幅最大,分別為47.63%和19.94%?？傮w看,1995—2015年長白山區(qū)整體破碎化程度降低,個別鄉(xiāng)鎮(zhèn)如寶泉山鎮(zhèn)、萬良鎮(zhèn)、興隆鄉(xiāng)的破碎化程度一直處于上升趨勢,生態(tài)用地分布趨于零散化、斑塊形狀復(fù)雜化,破碎化程度日漸加劇;而長白鎮(zhèn)、亮兵鎮(zhèn)、萬寶鎮(zhèn)的破碎化現(xiàn)象明顯降低,生態(tài)用地破碎化得以緩解；新房子鎮(zhèn)前十年的破碎化程度明顯減低,但后10年卻劇烈增加,生態(tài)用地亟需保護。

表4 1995年、2005年、2015年長白山區(qū)各評價單元破碎指標(biāo)值計算結(jié)果

表5 1995年、2005年、2015年長白山區(qū)各評價單元破碎度

(續(xù)表5)

評價單元 面積—邊緣破碎指數(shù) 形狀破碎指數(shù) 離散破碎指數(shù) 破碎度綜合指數(shù) 1995年2005年2015年1995年2005年2015年1995年2005年2015年1995年2005年2015年漫江鎮(zhèn)0.2690.2590.2601.9552.0041.9620.1350.3720.3720.4022.5850.401馬鹿溝鎮(zhèn)0.6950.6410.6412.9023.1843.1210.0810.2290.2290.6463.9870.618明月鎮(zhèn)0.5120.4930.4934.8765.0514.9320.2460.6740.6740.8236.0730.817泉陽鎮(zhèn)0.6080.5810.5822.6312.7162.7250.0750.2100.2110.5753.4510.556十二道溝鄉(xiāng)1.4841.5511.5753.1253.2903.2370.1230.3380.3381.1485.1671.178松江鎮(zhèn)0.9490.9340.9354.1894.3764.2720.0850.2390.2390.8705.4600.848松江河鎮(zhèn)0.7620.7130.7142.1222.1772.3340.0960.2660.2670.6533.1410.628石門鎮(zhèn)0.1950.1830.6525.7975.9816.0250.0380.1130.1680.4916.0920.765十四道溝鎮(zhèn)0.6080.6370.1832.9693.2155.8520.0610.1680.1140.5813.9510.478萬寶鎮(zhèn)1.5441.4450.6384.3264.4593.1420.0820.2310.1691.2136.0870.594萬良鎮(zhèn)0.3340.3461.4472.6512.2874.3580.2820.9420.2310.6283.4911.129新房子鎮(zhèn)3.4010.3960.3463.6382.8822.2380.3010.1300.9432.4443.3310.691新合鄉(xiāng)1.7141.7720.3974.4444.7092.8690.2140.6010.1311.4487.0430.431興隆鎮(zhèn)0.5220.6501.7746.0776.1594.6010.0480.1670.6010.7036.7921.469仙人橋鎮(zhèn)0.6630.6370.6384.0054.1144.0140.1600.4430.4440.7725.0800.753興參鎮(zhèn)1.6471.5491.5514.3794.5004.3920.1130.3150.3151.3066.3051.221新屯子鎮(zhèn)2.1432.0432.0463.1633.3003.2250.1320.3690.3691.5345.7271.446沿江鄉(xiāng)1.0701.0401.0412.3762.4482.3940.0610.1750.1760.8083.6390.774永慶鄉(xiāng)0.9171.8391.8413.5333.1133.0540.0700.7180.7190.7995.6701.464

表6 研究時段內(nèi)土地變化面積和土地利用變化動態(tài)度

圖3 長白山區(qū)生態(tài)用地破碎度分級

破碎度空間變化分析:根據(jù)分級結(jié)果(圖3),將生態(tài)用地破碎度分為4個級:Ⅰ級為低破碎化程度區(qū)(0—0.5),Ⅱ級為輕破碎化程度區(qū)(0.5—1.0),Ⅲ級為中破碎化程度區(qū)(1.0—1.5),Ⅳ級為高破碎化程度區(qū)(1.5—2.0)。根據(jù)研究結(jié)果,1995年破碎化程度較高,Ⅳ級為區(qū)域評價單元數(shù)量最多,分布在長白縣西部,I級和II級廣泛分布在23個評價單元內(nèi)。2005年Ⅳ級區(qū)域個數(shù)明顯減少,且個別區(qū)域的破碎度等級均有降低趨勢,主要集中在長白縣西部和安圖縣南部地區(qū)。2015年的破碎化程度最低,IV級區(qū)域個數(shù)最少。

3.3 土地利用轉(zhuǎn)化情況

用地類型總體變化:為了明確生態(tài)用地內(nèi)部之間及生態(tài)用地與其他土地類型之間的土地利用動態(tài)變化特征和土地利用轉(zhuǎn)換關(guān)系,本文對6種土地利用類型進(jìn)行了地類轉(zhuǎn)換特征分析。根據(jù)不同時間間隔內(nèi)的土地利用數(shù)據(jù)計算土地利用動態(tài)度,以明確每個土地利用類別的變化率,結(jié)果見表6、圖4。

圖4 研究時段內(nèi)各地類用地面積

林地是研究區(qū)域內(nèi)土地利用的主要類型,占總面積的80%以上,1995—2015年土地利用動態(tài)度為-0.03%,面積略有減少。耕地作為第二大土地利用類型,1995—2015年逐漸擴大,總體動態(tài)度為0.15%。1995年生態(tài)用地以林地和草地為主,分別占總面積的88.37%和4.45%。20年來,草地面積增加了44.74km2,變化最強烈；林地減少了87.44km2,總動態(tài)度為-0.03%。從生態(tài)用地看,1995—2005年生態(tài)用地面積減少21.58km2,2005—2015年生態(tài)用地面積減少20.34km2。生態(tài)用地內(nèi)部變化比整體變化更劇烈,各亞類之間的相互作用頻繁?？傊?土地利用變化的特征表現(xiàn)為林地大面積減少和草地大幅增加。由于人類活動,如耕地開墾和林地過度砍伐,導(dǎo)致20年來生態(tài)土地破碎化和土壤退化。

表7 生態(tài)用地同各土地利用類型間的轉(zhuǎn)移矩陣(km2)

生態(tài)用地與各地類間的轉(zhuǎn)換:對不同時期長白山區(qū)生態(tài)用地和各土地利用類型間的轉(zhuǎn)移矩陣(表7)分析可知:1995—2000年,一方面大面積的生態(tài)用地開墾為耕地,面積占耕地增加量的99.30%,直接導(dǎo)致耕地面積比例由1995年的5.15%增長到2005年的5.30%。此外,部分生態(tài)用地轉(zhuǎn)化為建設(shè)用地,轉(zhuǎn)化面積為0.40km2,占建設(shè)用地面積增加量的71.20%。另一方面，部分耕地和建設(shè)用地轉(zhuǎn)換為生態(tài)用地,兩者的轉(zhuǎn)化面積分別為1.87km2和0.07km2,生態(tài)用地凈變化量為-15.76km2。2000—2005年,生態(tài)用地主要轉(zhuǎn)化為耕地和未利用地,其中生態(tài)用地轉(zhuǎn)化為耕地的面積為16.53km2,占該階段耕地增加量的99.24%,生態(tài)用地退化為未利用地面積為0.48km2,占未利用地增加量的100%。該階段耕地和未利用地轉(zhuǎn)化為生態(tài)用地的面積比往年有所增加,兩者轉(zhuǎn)化為生態(tài)用地的面積分別為8.46km2、2.49km2,但生態(tài)用地面積仍呈現(xiàn)下降的趨勢,凈變化量為-5.82km2。2005—2010年,城市擴張,建設(shè)用地面積顯著增加,由1995年占總面積的0.72%增長到2010年總面積的0.75%,該階段生態(tài)用地的凈變化率為-5.59km2。2010—2015年生態(tài)用地轉(zhuǎn)化為耕地的面積最低,僅為1.19km2,但轉(zhuǎn)化為建設(shè)用地的面積最大,占總面積的比例達(dá)到0.77%,該階段生態(tài)用地的凈變化量為-4.51km2。

總體來看,1995—2015年生態(tài)用地面積呈下降的趨勢,總變化量為-31.66km2。但從1995—2000年、200—2005年、2005—2010年、2010—2015年各階段看,生態(tài)用地凈變化量的絕對值不斷減小。生態(tài)用地同各地類之間的轉(zhuǎn)化頻繁,直接導(dǎo)致用地斑塊面積細(xì)碎化、斑塊形狀復(fù)雜化,加重了生態(tài)用地的破碎化程度。退耕還林還草政策的實施,一定程度上控制了生態(tài)用地的降低,但由于政策實施的局限性仍無法制約城市用地的擴張,研究區(qū)域城市用地擴張在很大程度上都是以占用生態(tài)用地為主。

4 結(jié)論與討論

4.1 結(jié)論

主要是:①長白山區(qū)1995—2015年生態(tài)用地破碎化程度呈下降趨勢,降幅減輕?？臻g分布特征表明,20年來生態(tài)用地的破碎化區(qū)域減少,尤其是Ⅳ級破碎化區(qū)域。②本文將生態(tài)用地與其他土地利用類別進(jìn)行轉(zhuǎn)化分析,生態(tài)主要包括林地、草地和水域。根據(jù)土地利用動態(tài)度和土地利用轉(zhuǎn)移矩陣的結(jié)果可知,1995—2015年生態(tài)用地逐年減少,內(nèi)部類型變化幅度大于生態(tài)用地本身;林地和草地是研究期內(nèi)土地利用變化的兩種主要類型,林地主要向草地轉(zhuǎn)化,林地、耕地和建設(shè)用地之間的轉(zhuǎn)換頻繁發(fā)生。③土地利用變化是多種因素包括自然、經(jīng)濟和社會因素共同作用的結(jié)果。隨著城市化進(jìn)程的加快,長白山區(qū)面臨著城市擴張、耕地保護和林地縮減的矛盾,其實質(zhì)是城市發(fā)展、糧食安全和生態(tài)環(huán)境保護之間的矛盾。

4.2 討論

主要是:①土地利用政策是影響土地利用變化的外在因素。20世紀(jì)80年代,我國相關(guān)土地的管理政策主要集中在耕地保護上,對生態(tài)土地保護的關(guān)注相對較弱,許多生態(tài)土地遭到破壞和非理性使用?；巨r(nóng)田保護區(qū)的土地改良政策的出臺,極大地提高了耕地的質(zhì)量和比例,在一定程度上抑制了土地復(fù)墾的破壞。近年來,我國對生態(tài)用地的具體保護措施逐步出臺,并取得了一定的成效,部分地區(qū)的破碎化程度有所下降。生態(tài)用地格局由破碎化、分散化逐漸向集中化發(fā)展,長白山區(qū)生態(tài)景觀格局趨于安全。②生態(tài)用地的破碎化特征可為區(qū)域土地利用配置和生態(tài)保護提供重要依據(jù)。研究生態(tài)用地破碎化程度的分級,有利于制定土地利用發(fā)展戰(zhàn)略。本文建議在保護現(xiàn)有生態(tài)用地的前提下,在破碎度IV級區(qū)域開發(fā)額外的生態(tài)用地,使土地利用的生態(tài)價值最大化。在破碎度III級區(qū),在人為干擾和土地自然演替的共同影響下,對生態(tài)用地進(jìn)行不同程度的劃分:首先,對生態(tài)價值較高的生態(tài)用地減少人類活動的干擾,增加生態(tài)用地的聚集度;其次,在破碎化程度較高的地區(qū),通過削減部分建設(shè)用地、退耕還林還草等方式增加生態(tài)用地面積,以實現(xiàn)生態(tài)重建戰(zhàn)略。生態(tài)用地破碎化的主要干擾因素為城市擴張和耕地復(fù)墾。嚴(yán)格限制城市擴展,有利于釋放超額生態(tài)用地,改善生態(tài)用地格局。合理規(guī)劃與配置生態(tài)用地,不但可充分發(fā)揮生態(tài)用地的生態(tài)價值和使用價值,而且為城市可持續(xù)發(fā)展提供了優(yōu)化路徑。