劉海龍,王煒橋,王躍飛,丁婭楠,田慶春

1 山西師范大學地理科學學院, 臨汾 041000

2 山西師范大學人文地理研究所, 臨汾 041000

進入新世紀以來,隨著社會經濟快速發(fā)展,人類對生產、生活空間的需求不斷增長,高強度的土地開發(fā)與快速轉變的土地利用方式,使得生態(tài)空間不斷被擠壓[1],生態(tài)過程被過度干擾,出現(xiàn)植被減少、水土流失、生物多樣性喪失等一系列生態(tài)安全問題。十九大報告中提出要加大生態(tài)系統(tǒng)保護力度,推進重大生態(tài)保護和修復工程建設,不斷提升生態(tài)系統(tǒng)質量和穩(wěn)定性。因此,開展生態(tài)敏感性變化研究對社會經濟發(fā)展與生態(tài)文明建設具有重要的現(xiàn)實意義。通過生態(tài)敏感性評價,可以發(fā)現(xiàn)當前自然環(huán)境下潛在的生態(tài)問題,并將各類問題與具體空間區(qū)域相匹配。生態(tài)敏感性不僅是全球地理學、生態(tài)學以及環(huán)境科學領域研究的重點議題,更是當下生態(tài)環(huán)境恢復建設與實現(xiàn)可持續(xù)發(fā)展研究的熱點[2]。進行生態(tài)敏感性研究,能客觀地揭示生態(tài)系統(tǒng)對外界干擾的敏感程度,把握區(qū)域生態(tài)敏感性的空間分異規(guī)律,識別流域重點治理區(qū)域,對制定區(qū)域生態(tài)環(huán)境保護與恢復治理措施具有重要的科學參考價值。

目前國外對生態(tài)敏感性的研究主要集中在特定生態(tài)過程的敏感性探究、區(qū)域內生態(tài)系統(tǒng)對氣候變化的敏感性影響以及自然保護區(qū)劃定等方面。特定生態(tài)過程的敏感性探究主要包括氣候變化對作物生態(tài)性能的敏感性影響[3]以及碳、水循環(huán)對氣候變化的敏感性影響[4]等。生態(tài)系統(tǒng)對于氣候變化的敏感性影響具體包括水文系統(tǒng)對氣候變化的敏感性[5]、湖泊和濕地對于氣候變化的敏感性[6]以及森林管理對氣候變化的敏感程度[7]等。在自然保護區(qū)劃定方面,環(huán)境敏感區(qū)的劃分可為區(qū)域開發(fā)與保護[8]等提供指導。當前國內學者主要采用多指標構建綜合生態(tài)敏感性[9],對區(qū)域景觀敏感性與環(huán)境演變過程中的生態(tài)敏感性進行探討,包括濕地[10]、林帶[11]、水域[12]以及環(huán)境演變過程中的土壤侵蝕[9]、沙漠化[13]、水土流失[14]等方面。從單因子敏感性分析與綜合生態(tài)敏感性分析的角度出發(fā)[9],為自然功能區(qū)劃分、城市選址、生態(tài)保護紅線劃定等方面[15]提供依據?？傮w來看,目前大部分研究仍是對敏感性空間特征進行解釋性描述,在敏感性空間關聯(lián)性方面定量化表征較少。

汾河流域位于黃土高原東部,地形支離破碎,水土流失嚴重,自然本底較差[16]。多年來為追求經濟社會發(fā)展,流域內不合理的人類活動使原本脆弱的生態(tài)環(huán)境進一步遭受破壞。隨著黃河流域生態(tài)保護及高質量發(fā)展上升為國家戰(zhàn)略,汾河作為黃河的第二大支流,對其進行生態(tài)研究可為黃河流域生態(tài)保護和高質量發(fā)展實踐提供應用參考。目前,國內學者對汾河流域生境問題的研究多是從土地利用變化方式著手,采用PSR模型、物元模型、ESV模型等方法[17-18]對流域生態(tài)系統(tǒng)服務[18]、生態(tài)安全格局構建[19]、生境質量[20]以及生態(tài)補償[21]等方面進行研究,但對流域生態(tài)問題的人文因素作用體現(xiàn)不足。流域生態(tài)敏感性評價主要是明確自然和人文因素可能造成的生態(tài)問題及危害程度,通過對敏感性區(qū)域進行劃分來識別重點治理區(qū)域,以促進流域經濟社會可持續(xù)發(fā)展。本文以汾河流域為研究區(qū),圍繞“典型流域生態(tài)敏感性評價及重點功能區(qū)識別”這一科學問題,選取景觀生態(tài)風險敏感性指數、水土流失敏感性指數和生物多樣性敏感性指數構建綜合生態(tài)敏感性模型,結合空間自相關分析與圈層分析方法,基于格網尺度表征研究區(qū)2000—2018年生態(tài)敏感性時空分異特征并揭示其演變動因,為研究區(qū)以及其他相似區(qū)域生態(tài)修復治理和環(huán)境保護相關政策的制定提供科學依據。

1 研究區(qū)與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

汾河流域位于山西省中部和西南部,地勢北高南低,是黃土高原的重要組成部分,介于110°30′—113°32′ E,35°20′—39°00′ N(圖1)。參照《汾河流域生態(tài)景觀規(guī)劃(2020—2035年)》,流域范圍涉及忻州、呂梁、太原、晉中、陽泉、長治、晉城、臨汾、運城9個市51個縣(市、區(qū)),總面積3.97×104km2。流域內地形起伏大,山地、丘陵占流域總面積的74%,以林、草地為主的景觀類型占流域總面積的50.71%。多年平均降水量500 mm左右,年降水量變化梯度大,高值區(qū)分布于流域兩側高山地區(qū),低值區(qū)主要分布于盆地平川區(qū)。研究區(qū)現(xiàn)有森林面積約1×104km2,除幾大林區(qū)和自然保護區(qū)植被略好,覆蓋率達70%外,大部分區(qū)域植被覆蓋率低于40%。流域水土流失面積較大,目前仍有1.64×104km2的水土流失面積沒有得到有效治理。

圖1 研究區(qū)概況

1.2 研究方法

本文基于格網尺度,從自然與人為干擾因素出發(fā),選取景觀生態(tài)風險敏感性指數、水土流失敏感性指數、生物多樣性敏感性指數構建綜合生態(tài)敏感性指數,采用空間自相關分析與圈層分析的方法綜合評價汾河流域生態(tài)敏感性狀況(圖2)。

圖2 技術路線圖

1.2.1景觀生態(tài)風險敏感性指數

景觀生態(tài)風險敏感性指數可以反映不同景觀類型對外界干擾的反應程度,不同的景觀類型在維持區(qū)域生態(tài)穩(wěn)定、維護生物多樣性等方面發(fā)揮的作用存在著差異[22]。因此,本文從流域生態(tài)系統(tǒng)的景觀結構出發(fā)揭示景觀生態(tài)風險敏感性,其表達式為：

(1)

Ei=a·FNi+b·FDi+c·DOi

(2)

式中,ERI為景觀生態(tài)風險指數；N為景觀類型數量；Ski為第i類景觀類型的面積；Sk為第k個風險小區(qū)總面積；Ei為景觀擾動指數；Fi為景觀脆弱指數；FNi為景觀破碎化指數；FDi為景觀分維數倒數；DOi為景觀優(yōu)勢度指數；a、b、c分別為FNi、FDi和DOi的權重,且a+b+c=1,三類指數分別賦值為0.5,0.3,0.2[23]；將其他土地賦值為7,林草地為5,耕地為3,建設用地和水域為1,經歸一化得到景觀脆弱性指數[24]。

1.2.2水土流失敏感性指數

本文采用通用土壤侵蝕方程(USLE)[25-26]表征水土流失敏感性,其表達式為：

A=R×K×LS×C×P

(3)

式中,A為土壤侵蝕量；R為降水侵蝕力因子；K為土壤可侵蝕性因子；LS為地形起伏度；C為植被覆蓋因子；P為水土保持措施因子。

1.2.3生物多樣性敏感性指數

最小累積阻力模型(minimal cumulative resistance model,MCR)是某個物種從“源”到達目的地運動過程中所需克服阻力而耗費最小代價的模型[27],本文采用生物空間流動阻力值表征生物多樣性敏感性。源地是指那些具有良好生態(tài)穩(wěn)定性、空間擴展性、連續(xù)性的區(qū)域。參考有關文獻[28- 29]并結合汾河流域實際情況,選用面積大于50 km2的林地和面積大于5 km2的水體作為生態(tài)“源”。選取土地利用類型與植被覆蓋度作為阻力因子,各種土地利用類型植被覆蓋差異顯著,植被覆蓋是對土地利用類型的反映,土地利用類型和植被覆蓋度對生物多樣性保護均具有重要影響,因此將兩者的權重各設置為0.5。根據“阻力面=土地利用類型×0.5+植被覆蓋度×0.5”,生成生物多樣性阻力面。最小累計阻力模型表達公式為：

(4)

式中,f表示MCR與變量(Dij×Ri)之間的正相關關系；Dij為物種從源j擴散到景觀i的距離；Ri為景觀單元i對物種向某個方向運動的阻力系數。

1.2.4綜合生態(tài)敏感性指數

本文通過計算其他點到敏感性最高點之間的距離來構建綜合生態(tài)敏感性指數(comprehensive ecological sensitivity index, CESI),指數越小,則表示生態(tài)敏感性越高。其中生態(tài)敏感性最高點是用景觀生態(tài)風險敏感性指數、水土流失敏感性指數和生物多樣性敏感性指數各自歸一化后的最大值來表示[30-31]。CESI的計算公式如下：

(5)

式中,ERI代表某一像元的景觀生態(tài)風險敏感性指數；A代表某一像元的水土流失敏感性指數；MCR代表某一像元的生物多樣性敏感性指數。

1.2.5空間自相關分析

空間自相關分析是衡量空間數據相互依賴性的重要形式,本文選用全局Moran′sI指數和局部Moran′sI指數兩個指標,在GeoDa軟件平臺的支持下,對2000、2005、2010和2018年綜合生態(tài)敏感性指數的空間差異及集聚特征進行分析,計算公式如下[32]：

全局Moran′sI指數：

(6)

局部Moran′sI指數：

(7)

式中,I代表Moran′sI指數；xi、xj代表的是第i個、第j個格網的綜合生態(tài)敏感性指數均值；ˉx指的是全部格網的敏感性均值；wij指的是生態(tài)敏感性空間鄰接的權重大小；S代表空間權重矩陣之和。全局Moran′sI計算結果采用Z檢驗,當|Z|>2.58,說明通過P<0.01顯著性檢驗。

1.2.6圈層分析

圈層分析是以區(qū)域幾何為中心,依次向外做緩沖區(qū)并劃定方向,按照不同圈層與方向對研究區(qū)進行分析的一種方法[31]。本文以汾河流域幾何中心為圓心,以 15 km為半徑依次向外構建圓形緩沖區(qū),在最終生成的15個圓形層上劃定東北、西北、東南、西南四個方向。利用ArcGIS 10.4軟件分別對2000、2005、2010和2018年每個圓環(huán)內各類生態(tài)敏感區(qū)面積進行統(tǒng)計。

1.3 數據來源及處理

本文所采用的數據包括2000、2005、2010和2018年DEM、地形起伏度、土地利用、NDVI、降水量、土壤侵蝕以及汾河流域基礎地理信息數據。DEM數據來源于地理空間數據云(http://www.gscloud.cn)GDEMV2,分辨率為30 m×30 m；地形起伏度數據利用ArcGIS10.4軟件平臺的Neighborhood工具從DEM數據中獲得；土地利用數據來源于中國科學院資源環(huán)境科學數據中心(http://www.resdc.cn)[33],分辨率為30 m×30 m；NDVI數據基于地理空間數據云(http://www.gscloud.cn)下載的Landsat TM/OIL影像計算而得,分辨率為30 m×30 m；降水數據基于全國溫室數據系統(tǒng)(http://data.sheshiyuanyi.com)中山西省18個氣象站點資料,通過ArcGIS 10.4空間插值后提取所得；土壤侵蝕數據來源于國家冰川凍土沙漠科學數據中心(http://www.crensed.ac.cn)世界土壤數據庫(HWSD)提取的中國土壤數據集；汾河流域底圖涉及縣界線的矢量數據來源于國家測繪地理信息局基礎地理信息中心(http://ngcc.sbsm.gov.cn/)1：400萬數據,審圖號為GS(2016)2556號,底圖無修改。參考前人研究成果[24]并結合研究區(qū)基本特征,本文選擇3.5 km×3.5 km的格網作為基本評價單元。

2 結果分析

2.1 單指標生態(tài)敏感性時空分布

研究區(qū)景觀生態(tài)風險敏感性時空變化表明(圖3),景觀生態(tài)風險敏感性較高的區(qū)域在空間分布上相對集中且與流域地形分布具有一致性,主要分布在流域上游汾河水庫周圍、中游太原盆地東側太行山區(qū)、下游呂梁山區(qū)與太岳山區(qū),此類區(qū)域地形以山地丘陵為主,山地丘陵面積占總面積的74%,景觀基質以林草地為主,景觀類型單一,生物量少,生態(tài)環(huán)境較為敏感。流域景觀生態(tài)風險敏感性較低的區(qū)域集中分布在中游的太原盆地以及下游的臨汾盆地,此類區(qū)域地勢較低,隨著土地開發(fā)利用程度的提高,土地利用結構逐步優(yōu)化,景觀系統(tǒng)多樣性豐富且分布均勻[24],因此流域內地勢低的區(qū)域景觀生態(tài)風險敏感性相對較低。2000—2010年汾河源頭蘆芽山景觀生態(tài)敏感性逐漸降低。2010—2018年汾河源頭蘆芽山、中游太原盆地南部太岳山區(qū)景觀生態(tài)敏感性逐漸變高,中游太原盆地西側呂梁山區(qū)景觀生態(tài)敏感性逐漸降低。總體而言,2000—2018年研究區(qū)景觀生態(tài)風險敏感性階段差異顯著,在空間分布上與流域地勢相契合,地勢高的區(qū)域景觀生態(tài)風險敏感性值也較高。

圖3 2000—2018年汾河流域景觀生態(tài)風險敏感性

研究區(qū)水土流失敏感性時空變化表明(圖4),水土流失敏感性空間分布總體上與景觀生態(tài)風險敏感性相類似,水土流失敏感性較高的區(qū)域主要分布在流域上游蘆芽山、云中山,中游太原盆地東側太行山區(qū)、西側呂梁山區(qū)、南部太岳山區(qū)以及下游臨汾盆地東西兩側的太岳山區(qū)和呂梁山區(qū)。流域上游與中下游的東西兩側地形以山地高原為主,平均高程1500 m左右,地勢起伏大,溝壑縱橫,降水較多,其中源頭區(qū)蘆芽山、云中山年降水量為700 mm,南部河口年降水量為600 mm,均為流域降水高值區(qū)。上述區(qū)域也是流域水系的發(fā)源地,因此在長期的降水徑流侵蝕作用下,水土流失也最為嚴重。流域水土流失敏感性較低的區(qū)域主要分布在中游的太原盆地以及下游的臨汾盆地,該區(qū)地勢較低,平均高程500 m左右,植被覆蓋較高且降水較少,其中太原盆地年降水量在400 mm以下,臨汾盆地年降水量在500 mm以下,受流水侵蝕作用小,因此水土流失敏感性也較小。2000—2005年上游源頭蘆芽山區(qū)、中游太原盆地南部太岳山區(qū)以及下游臨汾盆地東西兩側太岳山區(qū)、呂梁山區(qū)水土流失敏感性逐漸變高。2005—2010年,流域上游以及下游臨汾盆地西側呂梁山區(qū)水土流失敏感性持續(xù)升高。2010—2018年流域上游蘆芽山、云中山、汾河水庫周圍區(qū)域,中游太原盆地南部太岳山區(qū)以及下游呂梁山區(qū)、太岳山區(qū)水土流失敏感性逐漸降低,表明研究區(qū)水土流失問題逐漸得到改善。

圖4 2000—2018年汾河流域水土流失敏感性

研究區(qū)生物多樣性敏感性時空變化表明(圖5),生物多樣性敏感性呈現(xiàn)出半環(huán)狀分布格局。生物多樣性敏感性較高的區(qū)域主要分布在流域中游太原盆地東側太行山區(qū)以及下游臨汾盆地,上游生物多樣性敏感性相對較低,此結論與《汾河流域生態(tài)景觀規(guī)劃(2020—2035年)》水生物調查結果相吻合。流域上游水量充沛,植被覆蓋度較高[34],為動植物生長提供了良好的自然條件。流域中下游河谷盆地是人口聚居區(qū),經濟發(fā)達,城鎮(zhèn)建設用地和居民點廣布,區(qū)域水資源匱乏,水生態(tài)環(huán)境差,動植物資源少,生物多樣性敏感性較高。2000—2005年流域中游太原盆地東側太行山區(qū)生物多樣性敏感性逐漸降低,下游河谷盆地生物多樣性敏感性逐漸變高。2005—2010年流域中游太原盆地東側太行山區(qū)與下游河谷盆地生物多樣性敏感性不斷升高。2010—2018年中游太原盆地東側太行山區(qū)生物多樣性敏感性再次降低,出現(xiàn)明顯好轉,而下游區(qū)域受人類活動影響,生物多樣性不斷減少?？傮w而言,研究區(qū)生物多樣性敏感性時序變化明顯,下游問題較為突出。

圖5 2000—2018年汾河流域生物多樣性敏感性

2.2 綜合生態(tài)敏感性時空變化

將2000、2005、2010和2018年汾河流域綜合生態(tài)敏感性采用自然斷裂法[30](Natural Breaks)分為不敏感區(qū)、輕度敏感區(qū)、中度敏感區(qū)、重度敏感區(qū)和極度敏感區(qū)5個等級(圖6),分別對不同等級所占面積進行統(tǒng)計(表1),結果發(fā)現(xiàn),2000—2018年研究區(qū)生態(tài)敏感性分區(qū)中不敏感區(qū)面積占總面積的比例保持在1.56%左右,主要集中在流域的邊緣地區(qū),屬于常年不敏感區(qū)。輕度敏感區(qū)面積占總面積的比重由2000年29.45%上升至2018年的39.19%,極度敏感和重度敏感區(qū)面積呈減少趨勢,共減少1788.9 km2,生態(tài)環(huán)境整體上呈良好發(fā)展態(tài)勢。

表1 2000—2018年汾河流域綜合生態(tài)敏感性分區(qū)面積統(tǒng)計

圖6 2000—2018年汾河流域綜合生態(tài)敏感性

從空間分布來看,2000年流域上游源頭區(qū)為重度敏感區(qū)、汾河水庫及其周邊區(qū)域為輕度敏感區(qū),流域中游太原盆地為輕度敏感區(qū)、太原盆地東側太行山區(qū)為極度敏感區(qū)、太原盆地南部太岳山區(qū)為重度敏感區(qū),流域下游臨汾盆地為輕度敏感區(qū)、盆地東西兩側的太岳山區(qū)、呂梁山區(qū)均為重度敏感區(qū)。2005年流域上游汾河水庫及其周邊區(qū)域變?yōu)橹卸让舾袇^(qū),中游太原盆地東側太行山區(qū)由極度敏感區(qū)變?yōu)橹囟让舾袇^(qū)、太原盆地南部太岳山區(qū)變?yōu)闃O度敏感區(qū),下游臨汾盆地東側太岳山區(qū)變?yōu)闃O度敏感區(qū)。2010年流域源頭區(qū)變?yōu)闃O度敏感區(qū),中游太原盆地太行山北段變?yōu)闃O度敏感區(qū)、太原盆地南部太岳山區(qū)由極度敏感區(qū)變?yōu)橹囟让舾袇^(qū),下游臨汾盆地東側太岳山北段由極度敏感區(qū)變?yōu)橹囟让舾袇^(qū)、西側呂梁山區(qū)變?yōu)闃O度敏感區(qū)。2018年流域上游源頭區(qū)由極度敏感區(qū)變?yōu)橹囟让舾袇^(qū),中游太原盆地東側太行山北段由極度敏感區(qū)變?yōu)橹卸让舾袇^(qū),下游臨汾盆地西側呂梁山區(qū)由極度敏感區(qū)變?yōu)橹囟让舾袇^(qū)?？傮w而言,研究區(qū)生態(tài)環(huán)境得到改善,綜合生態(tài)敏感性較高的區(qū)域主要分布在流域上游源頭的蘆芽山和云中山區(qū),中、下游太岳山區(qū)以及臨汾盆地西側呂梁山區(qū),生態(tài)敏感性較低的區(qū)域主要分布在上游的汾河水庫及其周邊地區(qū),中游的太原盆地和下游的臨汾盆地地區(qū)。隨著時間變化,綜合生態(tài)敏感性較高的區(qū)域大部分由極度敏感區(qū)變?yōu)橹囟?、中度敏感區(qū),生態(tài)敏感性較低的區(qū)域仍保持以輕度、中度敏感為主。

2.3 生態(tài)敏感性空間集聚特征

2.3.1生態(tài)敏感性全局空間自相關分析

利用GeoDa軟件對研究區(qū)2000、2005、2010和2018年綜合生態(tài)敏感性進行空間自相關分析,結果表明(表2),綜合生態(tài)敏感性Moran′sI指數均大于0,在空間上呈現(xiàn)出正相關關系。對全局Moran′sI指數進行檢驗,P值均為0.001,通過99%的置信度檢驗,表明綜合生態(tài)敏感性的空間自相關是顯著的,具有相似綜合生態(tài)敏感性水平的區(qū)域相鄰度高。Z得分均大于2.58,表示可拒絕零假設,表明研究區(qū)生態(tài)敏感性在空間分布上呈正相關關系,存在空間集聚狀態(tài),隨著時間變化,Z得分波動下降,表明生態(tài)敏感性空間集聚有逐漸減弱的趨向,空間趨同性逐漸降低。

表2 2000—2018年汾河流域生態(tài)敏感性全局Moran′s I指數統(tǒng)計值

2.3.2生態(tài)敏感性局部空間自相關分析

LISA集聚圖反映研究單元在空間上的具體分布情況,可以進一步探討研究區(qū)生態(tài)敏感性格局形成的原因。在計算局部Moran′sI指數的基礎上進行空間聚類得到空間LISA聚類圖,在99%的置信區(qū)間內,將生態(tài)敏感性進一步劃分為5種不同類型,即高高集聚區(qū)(H-H)、高低集聚區(qū)(H-L)、低高集聚區(qū)(L-H)、低低集聚區(qū)(L-L)和不顯著(No significant)。根據局部自相關分析,得到研究區(qū)3317個樣區(qū)2000、2005、2010和2018年的綜合生態(tài)敏感性局部自相關LISA結果(圖7)。

圖7 2000—2018年汾河流域生態(tài)敏感性LISA聚類圖

整體而言,流域生態(tài)敏感性在空間上呈連片連帶式分布,具有明顯的聚集性特征。綜合生態(tài)敏感低值區(qū)主要分布在流域上游源頭蘆芽山、云中山區(qū),中游太原盆地東側太行山區(qū)以及南部太岳山區(qū),下游臨汾盆地東西兩側的太岳山區(qū)、呂梁山區(qū),形成低低集聚,低低聚集區(qū)主要與極度和重度敏感區(qū)相關。低低聚集的網格數量由2000年的727個減少到2018年的568個,生態(tài)敏感性低值集聚區(qū)面積的大幅度縮減,表明生態(tài)敏感性高的區(qū)域在空間分布上不斷減少,流域生態(tài)環(huán)境得到了極大改善。綜合生態(tài)敏感性高值區(qū)集中分布在流域中游的太原盆地,形成高高集聚,高高聚集區(qū)主要與輕度敏感區(qū)相關。高高、低低聚集的網格數量均在減少,表明流域生態(tài)敏感性空間結構逐漸趨于離散化。

2.4 生態(tài)敏感性圈層變化分析

分別將研究區(qū)2000、2005、2010和2018年綜合生態(tài)敏感性分區(qū)與圈層矢量數據進行疊加(圖8),得到各類敏感性分區(qū)在不同圈層和方向上的分布。從各圈層分布來看,2000年重度、極度敏感區(qū)主要分布在7—12圈層,2005年主要分布在7—13圈層,2010年主要分布在6—13圈層,2018年主要分布在9—13圈層。重度、極度敏感區(qū)主要分布的圈層范圍呈現(xiàn)出先擴大后縮小的態(tài)勢,表明隨著時間變化,重度、極度敏感區(qū)面積呈減少趨勢,研究區(qū)生態(tài)環(huán)境得到改善。從各象限分布來看,不敏感區(qū)、輕度敏感區(qū)、中度敏感區(qū)集中分布在西北和東北象限,重度敏感區(qū)與極度敏感區(qū)主要分布在西南和東南象限。結合圈層分布,可將西南象限9—13圈層的呂梁山區(qū)與東南象限9—13圈層的太岳山區(qū)識別為流域生態(tài)環(huán)境治理的重點區(qū)域,該類區(qū)域地形以山地丘陵為主,充分體現(xiàn)了地形因素對流域生態(tài)敏感性空間分布的影響。

圖8 2000—2018年汾河流域分區(qū)結果圈層疊加示意圖

3 討論

3.1 指標共線性檢驗

由于評價指標間可能會存在高度相關性,影響生態(tài)敏感性模型的穩(wěn)定,因此運用SPSS軟件對其進行共線性狀況檢驗[31]。一般情況下,當方差膨脹因子(VIF)>10和容許度(TOL)<0.1時,表明所選指標存在嚴重的多重共線性。本文以2018年汾河流域各指標為參考進行檢驗,結果表明(表3)：景觀生態(tài)風險敏感性指數、水土流失敏感性指數和生物多樣性敏感性指數TOL值遠大于0.1,VIF值遠小于10,說明并未出現(xiàn)變量冗余,指標間共線性程度可忽略,因此具備構建生態(tài)敏感性評價指標的合理性。

表3 2018年生態(tài)敏感性指標共線性診斷結果

3.2 汾河流域生態(tài)敏感性演變動因

2000—2018年流域綜合生態(tài)敏感性總體上呈現(xiàn)出好轉趨勢,尤其是流域的上、中游區(qū)域。2000—2010年流域上游生態(tài)環(huán)境逐漸惡化,該區(qū)是典型的山地丘陵區(qū),地形地貌破碎復雜[18],年降水量達700 mm之多,水土流失嚴重,因此受自然條件限制,上游生態(tài)系統(tǒng)存在先天脆弱性。人類活動強度會對生態(tài)環(huán)境質量產生一定的負面干擾影響,為追求經濟發(fā)展,流域內大量增加耕地面積[35],加之不合理的資源開采等,致使原本已十分敏感的生態(tài)環(huán)境面臨巨大壓力。伴隨人類活動對生態(tài)干擾程度減弱,對其修復與保護能力增強,上游生態(tài)環(huán)境逐漸好轉,2000年在實行三北防護林體系工程的基礎上大規(guī)模開展退耕還林還草建設。大量坡耕地改造為梯田,林草植被面積大幅增加[36]。加強對源頭蘆芽山國家級自然保護區(qū)和管涔山國家森林公園的保護,為上游生態(tài)環(huán)境逐漸趨好奠定基礎。2010年以來,有關部門在原有生態(tài)保護措施基礎上,劃定源頭保護區(qū)、依法關停河源保護區(qū)內的煤礦、興水增綠、涵養(yǎng)水源等極大地促進流域上游生態(tài)環(huán)境好轉,體現(xiàn)了生態(tài)本底與人類活動之間相互協(xié)調的協(xié)同關系。

2000—2018年流域中游生態(tài)環(huán)境一直保持良好發(fā)展趨勢。中游以太原盆地為主,地形平坦開闊,在流水沖積作用下河流兩岸形成較為寬廣的河漫灘,為經濟社會良好發(fā)展提供了自然基礎[17]。為促進流域可持續(xù)發(fā)展,政府加強對濕地、防護林帶、景觀公園的建設,實施萬家寨引黃工程向汾河流域調水,緩解了流域需水壓力,劃分“太原西山煤炭綜合開發(fā)與生態(tài)環(huán)境保護生態(tài)功能區(qū)”,以確保資源開發(fā)與生態(tài)修復并舉。良好的自然本底與合理的人類活動相互增益,有序發(fā)展的協(xié)同關系,共同促進中游生態(tài)環(huán)境可持續(xù)發(fā)展。

2000—2018年流域下游生態(tài)環(huán)境質量有所提高,但效果并不顯著。下游位于平原區(qū),自然本底較好[37]。根據《汾河流域生態(tài)景觀規(guī)劃(2020—2035年)》水生態(tài)環(huán)境評價可知,為追求經濟發(fā)展,河道沿岸大量生態(tài)空間被破壞、侵占,導致動植物生存空間消失,物種貧化加劇,生物多樣性減少。流域下游蘊藏豐富的鋁土礦、鐵礦、石膏以及金礦等資源,是重要的礦產資源富藏區(qū),能源開采與環(huán)境保護在短時間內難以得到有效協(xié)調,邊治理邊破壞的惡性循環(huán),未能改善其生態(tài)敏感性。下游生態(tài)保護工作相對滯后,良好生態(tài)基礎與不合理的人類活動之間此消彼長、無序混亂的權衡關系,使下游生態(tài)環(huán)境未能得到明顯改善。

為進一步刻畫自然本底與人類活動強度對研究區(qū)生態(tài)敏感性變化影響,選取2000年歸一化景觀生態(tài)風險敏感性值衡量流域生態(tài)本底,選取2000—2018年單位面積GDP(表4)表征人類活動強度。其中歸一化景觀生態(tài)風險敏感性值大于0.5的格網分別占上中下游的77%、49%、28%,表明流域上游生態(tài)基礎最為薄弱,中游次之,下游最好。上中下游單位面積GDP均值分別為114.52、1169.82、686.09,表明人類活動強度上游<下游<中游。從綜合生態(tài)敏感性時空變化結果來看,現(xiàn)階段生態(tài)環(huán)境質量下游<上游<中游。通過對上中下游自然本底、人類活動強度以及生態(tài)敏感性結果的比較可知：上游生態(tài)本底較為脆弱,人類活動強度最小,生態(tài)承載力與人類活動強度相適應。中游生態(tài)基礎較好,人類活動強度最強,在這樣的背景下其生態(tài)環(huán)境仍能保持良好發(fā)展勢頭,充分說明該區(qū)人類活動對生態(tài)環(huán)境提供正向促進作用。下游是流域生態(tài)基礎最好的區(qū)域,也是生態(tài)最為敏感的區(qū)域,生態(tài)環(huán)境惡化受人為活動影響較大,經濟發(fā)展對生態(tài)系統(tǒng)脅迫干擾較強,不合理的人為活動給下游生態(tài)帶來負面影響。

表4 2000—2018年汾河流域單位面積GDP/(萬元/km2)

汾河既是黃河第二大支流,也是黃土高原的重要組成部分,通過研究黃河流經黃土高原段的眾多支流[38],發(fā)現(xiàn)此類流域存在以下共性問題：一是流域景觀類型與地形地貌格局有關,景觀類型結構對流域生態(tài)產生重要影響；二是受黃土丘陵溝壑地貌、土壤、降水等自然因素和不合理的礦產開采、植被破壞等人為因素共同作用流域內水土流失嚴重；三是由于人類活動長期影響,部分動植物生存空間受到很大威脅,生物多樣性在不斷減少。因此,結合汾河流域上中下游生態(tài)敏感性演變動因和黃河流經黃土高原段眾多支流存在的共性問題,可以認為汾河流域生態(tài)敏感性變化是生態(tài)本底與人類脅迫共同作用的結果,自然本底決定流域的生態(tài)環(huán)境與人類生存狀況,而人類活動反過來可以影響甚至改變流域的生態(tài)環(huán)境,兩者之間或協(xié)同或權衡的關系共同推動流域生態(tài)敏感性發(fā)生變化,如何協(xié)調兩者關系是流域可持續(xù)發(fā)展的關鍵。

4 結論

本文對汾河流域2000—2018年生態(tài)敏感性時空演變特征進行分析,主要結論如下：

(1)研究區(qū)重度、極度敏感區(qū)面積減少,生態(tài)環(huán)境得到改善,生態(tài)敏感性空間分異與流域地形分布具有一致性,綜合生態(tài)敏感性較高的區(qū)域主要分布在流域上游源頭的蘆芽山和云中山區(qū),中、下游的太岳山區(qū)以及下游的呂梁山區(qū),生態(tài)敏感性較低的區(qū)域主要分布在上游的汾河水庫及其周邊地區(qū)、中游的太原盆地和下游的臨汾盆地地區(qū)。

(2)研究區(qū)生態(tài)敏感性具有顯著的空間正相關關系,在空間上呈連片連帶式分布,具有明顯的聚集性特征,隨著高高、低低聚集網格數量的減少,生態(tài)敏感性空間結構逐漸趨于離散化。

(3)結合圈層分布,可將西南象限9—13圈層的呂梁山區(qū)與東南象限9—13圈層的太岳山區(qū)識別為流域生態(tài)環(huán)境治理的重點區(qū)域,該類區(qū)域地形以山地丘陵為主,體現(xiàn)了流域生態(tài)敏感性受地形影響的空間分布特征。

(4)研究區(qū)生態(tài)敏感性變化是生態(tài)本底與人類脅迫共同作用的結果,自然本底決定流域的生態(tài)環(huán)境與人類生存狀況,而人類活動反過來可以影響甚至改變流域的生態(tài)環(huán)境。

根據上述結論,提出以下對策：流域上游是重要的水源涵養(yǎng)區(qū),也是生態(tài)系統(tǒng)保護的核心區(qū)。加強水源涵養(yǎng)林建設,以封育保護為主,在水土流失嚴重的區(qū)域開展攔沙減沙、蓄水保土、溝道治理、水庫河岸防護林建設等水土保持工程。治理私挖亂采煤炭遺留的生態(tài)環(huán)境問題,加強對蘆芽山國家級自然保護區(qū)的管護。流域中游人口密集、經濟發(fā)達,應合理利用土地資源,加強濕地、河岸植被恢復等生態(tài)景觀建設,優(yōu)化景觀結構布局。依法關停破壞水資源、污染水環(huán)境及生態(tài)環(huán)境的產業(yè)。利用“五水濟汾”工程進行生態(tài)補水,控制用水增量,退還被生產、生活擠占的河道生態(tài)用水,維持流域生態(tài)良性循環(huán)。流域下游呂梁山區(qū)、太岳山區(qū)是水土流失較為嚴重的區(qū)域,要因地制宜,合理利用耕地,修建梯田,增加植被覆蓋率,多措并舉治理水土流失。在河道兩岸實行退耕、還灘、還濕,建立華北落葉松、云杉物種等基因庫以保護生物多樣性。

本文在構建綜合生態(tài)敏感性指數的基礎上,運用空間自相關分析與圈層分析的方法揭示汾河流域生態(tài)敏感性時空演變特征。目前,對于生態(tài)敏感性評價指標的選取并沒有形成統(tǒng)一標準,本文僅從景觀生態(tài)風險敏感性、水土流失敏感性、生物多樣性敏感性方面構建指標,略顯不足,有待于進一步驗證其準確性。此外,需要說明的是本文降水數據是通過空間插值獲得,可能會對敏感性空間格局的精確性產生一定影響,在后續(xù)研究中需要進一步完善。