基于生境质量的县域生态安全格局 构建研究 ——以河北省唐县为例

来源: 未知 作者:paper 发布时间: 2020-03-25 13:15
论文地区:中国 论文语言:中文 论文类型:管理论文
20世纪以来,社会经济不断发展,生产、生活空间不断扩大,导致具有生态功 能的土地利用/覆被类型不断被侵占,生态环境问题日益凸显,生态系统正常结构与 功能难以维持,严重威
摘要
20世纪以来,社会经济不断发展,生产、生活空间不断扩大,导致具有生态功 能的土地利用/覆被类型不断被侵占,生态环境问题日益凸显,生态系统正常结构与 功能难以维持,严重威胁区域可持续发展。因此,为防止生态保护陷进无效率保护误 区,将生境质量与生态安全有机结合,构建县域生态安全格局并提出有关措施,不仅 是保证县域生态安全的有效途径,仍然是科学制定环境保护措施的有力基础。
鉴于此,本文以唐县为例,通过分析土地利用/覆被变化特征,结合威胁因子属 性、生境类型对威胁因子敏感性及威胁因子可达性,运用InVEST模型评估生境质量, 得到生境质量变化特征;将生境质量评估结果用于生态源地识别与确定,并将其作为 阻力因子之一建立阻力评价体系,采用阻力阈值法进行生态安全分区;最后,利用 MCR模型确定生态廊道,构建有效平衡经济发展与生态保护矛盾的生态安全格局并 提出相关对策建议,以期为县域生态安全格局构建及土地利用规划布局提供理论依据 和实践来源。研究结果表明:
(1)研究时段内,研究区主要土地利用/覆被类型是草地和耕地。土地整治工程 复垦少部分农村居民点,使耕地面积增加138.10hm2;为顺应城镇化发展,建设用地 面积增加633.41hm2,耕地、园地、林地、草地、水域、其他土地均有部分面积转变 为建设用地;其他土地面积增加312.29hm2,来源于农业内部结构调整;林地、草地 及水域面积分别减少309.93hm2、309.80hm2、374.18hm2,均包括建设用地占用;园 地面积减少89.89hm2,一定程度上来自农业内部结构调整。
(2)运用InVEST模型评估生境质量,根据生境质量指数将研究区划分为低等、 较低等、中等、较高等及高等生境质量五个生境类型区,并将生境质量评估结果作为 生态源地选取的依据。研究时段内,研究区低等生境质量占比均在20%以上;较低等 生境质量占比均在10%以上;中等生境质量占比均在15%以上;较高等生境质量占 比均在35%以上;高等生境质量占比均在10%以上,唐县整体生境质量处于较高等 级。生态源地面积占比为3.33%。
(3)运用MCR模型构建生态安全格局,其中,生态源地占全县总面积的3.33%, 主要分布于林地和水域;居民点源地占全县总面积的2.50%,由阈值范围内的村庄及 建制镇组成。生态安全分区包括禁止开发区、限制开发区、优化开发区及重点开发区, 禁止开发区面积为26708.21hm2,主要分布于唐县北部的草地、林地及水域;限制开 发区面积为61728.63hm2,主要包括草地、耕地、其他土地及少量林地、水域;优化 开发区面积为38971.24hm2,主要分布于限制开发区东南方向的大量耕地及部分草地、 建设用地;重点开发区面积为14027.68hm2,主要分布于唐县东南部的大量耕地及部 分建设用地。同时,运用MCR模型得到11条生态廊道,总长度为263.91km。
本文综合考虑研究区自然、经济、生态等条件,从数据可获取性角度出发,运用 InVEST模型评估生境质量,运用MCR模型构建生态安全格局,旨在为县域尺度的 生态源地选取及生态安全格局构建提供基础依据与方法参考。
1弓丨言   1
1.1研究背景及意义 1
1.1.1研究背景 1
1.1.2研究意义 2
1.2国内外研究进展 2
1.2.1生境质量研究进展 2
2生境质量综合评估 7
2.1生境质量数据准备 7
2.1.1土地利用/覆被类型 7
2.1.2威胁因子属性 7
3县域生态安全格局构建 11
3.1源地选取 11
3.1.1生态源地选取 11
3.1.2居民点源地选取 11
4实证研宄 17
4.1研究区概况 17
4.1.1地理区位条件 17
1引言
1.1研究背景及意义
1.1.1研究背景
城镇化与现代化进程中,人类实现经济增长与技术进步的同时,对资源的过渡开发及不合理 利用现象始终存在,对生态环境质量产生的消极影响不断增大,基于此,可持续发展逐渐受到人 类社会关注,生态安全格局构建逐渐成为区域调控的有效工具W。土地退化、水土流失、森林与 草地资源数量减少、生物多样性降低等环境问题日趋严重,生态平衡受到破坏,生态系统结构与 功能不断失调,导致区域生态安全受到严重威胁[2]。面对日益显著的环境污染、雨洪灾害、生态 破坏及热岛效应等问题,根据景观生态学探讨各个生态过程的相互作用,从而构建生态安全格局 并制定生态环境保护措施,是当前研究的热点领域[3]。景观生态学基于格局与过程的相互影响, 是实现生态系统科学管理及生态安全重要保护的有效途径[4]。作为当代生态学中发展较快、内容 影响较为普遍的一部分,景观生态学从景观角度对区域各个生态系统间物质、能量、信息的传递 及利用效率进行研究[5]。生态安全格局是景观生态学空间格局与生态过程耦合得到的有效实践方 式,也是对各个生态过程的合理调控[6]。生态安全格局构建以景观生态学中格局与过程的互相影 响为理论基础[7],使生态系统功能与结构得到充分发挥,达到区域内自然资源的合理配置,保证 各个资源的绿色发展,实现区域生态安全[8],因此,生态安全格局构建成为缓解经济发展与绿色 发展矛盾的重要手段。
2001年,侧重于研究生态系统服务功能与人类健康幸福相关的千年生态系统评估计划由联合 国启动,该计划研究结果表明,有15项生态系统服务功能处于衰退状态,严重威胁地区甚至整 个世界的生态安全[9]。2005年,全球土地计划把土地利用/覆被变化造成的景观服务与结构的相应 变化当作专题进行研究[1()_11]。2007年,党的十七次全国代表大会强调要进行生态文明建设,使生 态环境得到显著改善,生态文明观念牢固树立& 2008年,《全国土地利用总体规划纲要(2006-2020 年)》提出加强土地生态建设的指导性原则,并基于环境友好型社会的要求,优先对自然生态空 间进行保护,以促进生态文明的发展。2013年,习近平总书记在中共中央政治局第六次集体学习 时表明,处理好经济社会发展与生态环境保护间的关系须要自觉促进低碳、绿色及循环发展,要 根据经济、社会与生态效益统一的原则,合理布局生产、生活与生态空间,且毫不动摇实施优化 开发区、重点开发区、限制开发区与禁止开发区的主体功能区战略,构建既合理又科学的生态安 全格局,以保障国家与区域的生态安全。2017年,党的十九大报告明确提出,生态发展不充分不 平衡的问题尚未得到有效解决,生态效益与生态质量水平还不高,保护生态环境任重而道远。
根据以上背景,本文以唐县为研究对象,以保障区域内生态安全为目标,以生境质量作为切 入点构建生态安全格局,促进经济发展与生态保护的协调运行。
1.1.2研究意义
生态安全格局构建是生态学科的研究热点,也是土地资源优化配置、生态红线科学划定、三 生用地合理布局的重要依据。本文运用InVEST模型和MCR模型构建县域生态安全格局,丰富 了生态安全格局构建的研究尺度,促进了 InVEST模型在生态安全格局构建等相关领域的应用。 在此基础上对唐县进行实证研究,探究以源地、生态安全分区、生态廊道、生态节点为主要组分 的唐县生态安全格局构建,可以为研究区生态环境保护与政府制定科学的土地利用规划、土地利 用决策提供参考。
1.2国内外研究进展 1.2.1生境质量研究进展
生境由物种或物种群体拥有的自然资源、环境条件及其生存发展的空间范围组成[12]。生境质 量指在一定时空环境下,生态系统为个体或种群供应的适宜持续发展的能力大小。生境质量作为 衡量区域生态系统服务状态与水平的重要因素,能够反映区域生态安全是否得到保障及人类社会 健康福祉是否得到提高[13]。
国内外主要采用指标评价法及基于参数建立的模型法这两种方法进行生境质量综合评估。指 标评价法,多是基于实地调查,对小尺度区域、流域、自然保护区等进行研究,一般情况下采用 样带法或样方法对研究区域的植被状态、动物状态进行调查,获取与评价指标体系相关的各类基 础数据,从而构建生境质量评价体系进行评价。21世纪以来,国内外学者对不同尺度的栖息地质 量评价相关指标体系构建与评价方法的选择进行了不同程度的完善,并将其与某一特定物种、土 地利用/覆被变化、城市化等方面结合,开展了各种基础研究与应用研究。基于参数建立的模型法, 是根据生物种群或群落的整体结构与生境特征间的关系建立函数模型,并以生境特征参数来替代 种群或群落的整体结构,进行生境质量评估,不需要各个生物种群或群落的详细分布数据,因此 被广泛应用。近年来,国内外学者通过回归模型、生态位模型、SolVES模型、InVEST模型等基 于参数建立的模型对县域、流域等的生境质量进行定量评估[14]。其中,InVEST模型中的Habitat Quality子模型是目前发展较为成熟的生境质量评估模型。
国外学者运用InVEST模型研究各种生态系统服务和权衡函数的程度已相对成熟。包括美国、 委内瑞拉、西班牙在内的众多国家和地区均已在各个领域使用InVEST模型进行相应研究。 Mansoor D.K.Lcha等运用InVEST模型在分析非洲土地利用/覆被变化的基础上从时间、空间两个 方面评价了其对碳储量、土壤保持的动态影响,为研究区域生态环境建设及管控提供理论基础[15]。 Nelson等基于流域内土地利用/覆被变化研究,运用InVEST模型对流域内土壤侵蚀、水质净化及 碳储量三个方面的时空差异进行探讨,以得到生态保护的最大效益[16]。Montse Marques等根据 InVEST模型对流域内的产水量进行评估,以研宄气象变化对流域内产水量的影响[17]。TerraodoM 等运用InVEST模型对流域内陆地与淡水的生境质量进行研究,并对流域内未来的生境质量进行 了预测[18]。Alain Billiomiet等运用InVEST模型对土地利用结构变化带来的物种入侵及景观破碎 化进行了生境质量探讨[1' Sanchez-Canales等运用InVEST模型对地中海流域的降水分布及蒸发
进行了敏感性分析,并在此基础上研究各个敏感因子在流域内的空间分布[2Q]。
近年来,国内学者不断将InVEST模型运用到各个尺度的生态系统服务功能评估中。张斯屿 等利用InVEST模型综合评估了喀斯特区域的碳储量与土壤保持,为其生态系统的保护提供了参 考依据[21]。吴建生等基于京津冀土地利用变化研究,根据InVEST模型对其进行生境质量综合评 估,从而为生态保护方面的实践与土地利用规划的可持续发展提供合理的参考依据[1〜。张大智等 利用InVEST模型评估了南四湖流域生境质量对土地利用变化的反映情况[13]。余新晓等由InVEST 模型对森林体系中水源涵养功能展开评价,并对森林体系中各个景观类型的结果进行比较分析, 发展了 InVEST模型在水土保持研究中的应用[22]。刘智方等由InVEST模型分析了福建省土地利 用/覆被变化引起的生境质量时间、空间上的改变,为促进福建省经济与生态的协调发展做出贡献 [12]。吴季秋等利用InVEST模型中的生境质量模块与风险评估模块分析了陆地的生境质量及海域 的生态风险,为生态系统的保护提供决策依据。褚琳等根据InVEST模型对辽宁海岸带的生境 质量进行了评估,以探讨人类社会经济活动与景观格局变化的关系[24]。
1.2.2生态安全格局研究进展
广义层面的生态安全是基于人类本身而言,从生态系统对人类生产、生活的基本保障出发, 维持人类社会和谐稳定发展的安全状态。狭义层面是针对自然及半自然生态系统的生态功能性与 生态完整性,保证其健康水平不受威胁的状态[25]。生态安全格局是区域景观中潜在的格局,它根 据某些生态环境问题,以生态、社会、经济效益最优为目标,由一定技术手段安排区域内自然及 人文要素,得到由点、线、面、网组成的多层次空间布局方案,为维持区域生态系统功能与结构 完整性提供依据[26]。
19世纪后期,Olmsted与Vaux考虑到被破坏的生态系统需要进行恢复与重建,因此,规划 出连接花园、河流、池塘及公共用地的长达25km的绿地系统[27]。随后,Charles Eliot将其发展 为包含岛屿、森林、海岸在内的面积达到600km2的绿色网络[27]。1898年,E.Howard和R.Unwin 提出了基于城市规划的生态理念,即“田园城市”,他们认为城市人口应尽量向郊区转移,从而使 呈带状的郊区减小城市扩张的面积,以缓解生态系统遭到的破坏[27]。20世纪中期,“中心城区一 绿化隔离带一卫星城”的空间计划布局由大伦敦规划提出[28]。20世纪60年代末,McHarg采用“千 层饼”的方式表明各个景观单元中植被、动物、土壤等与人类社会经济活动间的垂直联系[27]。20 世纪90年代,Forman提出了“斑块一廊道一基底”模式,极大程度促进了安全格局的研宄,这一 模式侧重于生态过程的水平联系[29],在此基础上,我国学者俞孔坚提出了生态安全格局的概念, 并将其定义为:由某些具有生态意义的关键性景观单元、相关点及对应的位置关系组成,若这些 单元遭到毁坏,那么生态结构及功能会受到很大影响[30]。
国外有关生态安全格局构建的研究包括:Herrmann等通过借鉴系统工程的理论与方法,选择 相关指标进行生态约束,构建生态安全格局,并在此基础上对乡村土地利用结构进行优化[31]; SeppeltR等基于GIS构建生态安全格局,设计了流域范围内的土地利用空间布局方案,在此基础 上确定了化肥使用量的最大范围,以缓解环境污染问题[32]; Allan等通过设计研究区域的缓冲区, 优化了土地利用布局,实现了研究区域的水质保护[33]; He C建立了流域范围内的生态安全格局, 从而为流域内的生态管理提供相应措施[34]; Makowski D等对与土地利用线性规划模型相近的格 局优化方法进行了研究,并深入讨论了欧洲土地利用的多种方式[35]。
近年来,国内有关生态安全格局的研究与实践不断发展完善,最具代表性的是俞孔坚的研究 成果。他针对国家及区域的不同层面分别进行了大量的相关研究,在国家层面上构建了生物多样 性保护、沙漠化防治等关键生态过程的生态安全格局[36];在市域层面上,对地质灾害、文化遗产、 水资源的安全格局进行了叠加,从而构建出高、中、低三个水平的生态安全格局[37_38]。我国其他 学者也在生态安全格局的构建与研究方面做了相关工作,比如:李晶等运用MCR模型分别构建 了耕地、林地、草地及建设用地的安全格局,在此基础上构建了土地利用综合安全格局,并分别 提出了保护方案[39];蒙吉军等基于GIS的空间分析模块及多目标线性优化模型,构建了鄂尔多斯 市综合生态安全格局[4%周锐等通过构建生物多样性保护安全格局、地质灾害规避安全格局及水 源涵养安全格局,确定了平顶山的生态用地类型,并将底线型生态用地作为源地,运用MCR模 型构建了研究区域生态用地的安全格局[41]。
1.2.3研究评述
概括总结国内外有关文献,生态安全格局构建的研究内容与结果都逐渐丰富,无论是其概念 的界定,还是构建过程中的因子选取,都处于不断完善的过程,但是仍然存在一些不足:生态安 全格局构建过程中,生态源地大多直接选取具有生态功能的土地利用/覆被类型,忽略了间接选取 生态源地的客观性;生态安全分区大多划分为高、中、低三个安全水平,很少针对生态保护及开 发建设进行分区。
基于此,本文选择InVEST模型综合评估生境质量,将评估结果作为生态源地选取的依据具 有相对客观性。提取阈值内的村庄及建制镇作为居民点源地,在生态源地和居民点源地基础上, 建立生态源地和居民点源地的最小累积阻力表面,并根据二者最小累积阻力差值进行分区,从而 构建生态安全格局。
1.3研究目标、内容、方法及技术路线
1.3.1研究目标
本文通过识别源地,划分生态安全分区,提取生态廊道,确定生态节点,旨在构建县域生态 安全格局,以期为县域生态安全格局构建提供理论和方法支撑,并为县域空间格局优化、生态红 线划定等工作提供参考。
1.3.2研究内容
(1)土地利用/覆被类型变化研究
本文通过收集整理土地利用变更调查数据,构建适合研究区域的土地利用/覆被类型分类体系, 根据动态度及转移矩阵,分析研究期内研究区土地利用/覆被类型变化情况。
(2)生境质量综合评估研究
本文从数据可获取性角度出发,根据InVEST模型数据需求,将土地利用/覆被类型、威胁因 子属性、生境类型对威胁因子敏感性及威胁因子可达性按照研究区自身特征进行调整,运用 InVEST模型评估研究区生境质量,分析研究时段内研究区的生境质量指数变化情况。
(3)生态安全格局构建研究
本文将生境质量评估结果作为生态源地识别与确定的依据,同时提取阈值内的村庄及建制镇 作为居民点源地,从自然、经济和生态方面选取包括生境质量指数在内的六个阻力因子,基于源 地与阻力因子,运用MCR模型构建最小累积阻力表面,并进行生态安全分区,构建生态安全格
局。
1.3.3研究方法
(1)InVEST 模型
本文通过InVEST模型评估生境质量,根据土地利用/覆被类型、威胁因子属性、生境类型对 烕胁因子敏感性及威胁因子可达性四个方面的数据需求计算得到生境质量结果。
(2)阻力模型
本文在分区原理基础上,选取土地利用类型、生境质量指数、植被覆盖度、距水域距离、距 居民点距离、距道路距离六个阻力因子并确定各因子权重,利用阻力模型建立阻力表面。
(3)MCR模型
本文运用最小累积阻力模型构建生态扩张与居民点扩张的最小累积阻力表面,计算二者的最 小累积阻力差值进行分区,同时运用MCR模型构建生态廊道。
1.3.4技术路线
本文以30*30m栅格为研究单元,在生境质量评估基础上选取生态源地,结合生态安全分区、 生态廊道及生态节点,构建生态安全格局,并进行实证研究。






























2生境质量综合评估
本文运用InVEST (生态系统服务评估与权衡)模型中的Habitat Quality模块评估生境质量, 实际上是分析人为活动产生的威胁因子对土地利用/覆被斑块的影响。根据模型所需数据及模型评 估原理探究生境质量变化情况,其中,模型所需数据包括土地利用/覆被类型、威胁因子属性、生 境类型对威胁因子敏感性及威胁因子可达性;模型评估原理包括生境退化度评估原理及生境质量 评估原理。在数据准备与模型原理的基础上,运行模型,得到生境质量评估结果,为生态源地选 取与阻力因子体系建立提供依据。
2.1生境质量数据准备 2.1.1 土地利用/覆被类型
土地利用/覆被类型的结构变化很大程度上是由于人类活动的影响,包括对生态系统资源的不 合理利用与开发,使生境改变。因此,要分析区域生境质量,土地利用/覆被类型是必要条件,以 便为生境质量的综合评估提供基础分析数据[42]。本文用到的土地利用/覆被类型数据包括基期土 地利用/覆被类型图层与当前土地利用/覆被类型图层,两个图层均要求为标准的GIS栅格数据, 且两个图层应当具有相同的地类代码[43],图层中的所有栅格应包括感兴趣区域。每一个栅格都对 应一个数字化的地类代码,有且只有一个,必需在栅格“value”列中。本文将2009年和2016年的 土地利用/覆被类型矢量数据转换为30*30m的栅格数据,分别作为生境质量评估中所需的基期与 当前土地利用/覆被栅格图层。
2.1.2威胁因子属性
威胁因子属性包括每种威胁的最大影响距离(Max_Dist)、每种威胁的权重(Weight)及各 个威胁因子对生境类型的威胁程度(Decay) K气其中,Max_Dist是每一种烕胁影响生境质量的 最大距离,单位为km,且每一种威胁在最大距离处对生境质量的影响将下降至0。Weight是指 某一威胁因子对所有生境类型的相对破坏性大小,该权重值是归一化权重,可以取0-1之间的任 何一个数值[4〜。Decay是指生境栅格受到的威胁程度,该程度随生境栅格与威胁因子间距离的增 加而减小[45]。换句话说,威胁因子对生境栅格的影响,随它与生境栅格间距离的增加而减小,且 生境栅格受到的威胁程度部分依赖于威胁因子迅速衰减的程度,描述其衰减方式的函数包括线性 距离衰减和指数距离衰减。威胁因子r在栅格x的生境对栅格y的影响用表示,公式如下:
irxy = 1 - ( drxy ) if linear (公式 2-1)
max
2 99
irxy = exp(-(——)dxy) if exponential (公式 2-2)
^rmax
式中:是生境栅格x与威胁栅格y之间的线性距离;<max是威胁因子r的最大影响距离。
本文基于土地利用/覆被类型实际情况,选择包括采矿用地、铁路用地、公路用地、居住地及 裸地在内的五个威胁因子,运用ArcGISlO.2分别提取基期图层与当前图层的五个威胁因子,所 有的威胁因子应采用同样的尺度和单位测量。对目标因子图层赋值为1,而对非目标因子图层赋 值为0后转换成栅格数据。每一个栅格单元包含一个数值,用于表示该单元是否存在威胁因子及 威胁强度的大小。威胁因子属性中各参数的设置主要参考InVEST模型(3.4.4版本)使用手册[42] 及同类相关文献[46_52],并结合专家打分法赋值,具体如表2-1所示。
表2-1威胁因子属性表
Tab. 2-1 Attribute tables of threat factors


2.1.3生境类型对威胁因子敏感性
每一种生境类型对不同威胁因子的响应都不同。生境类型对威胁因子的相对敏感性大小是基 于保护生物多样性以及景观生态学的基本理论进行设定,其取值在0-1之间,0表示不敏感,1 表示威胁的最高敏感程度K气生物多样性比较丰富、生态系统比较稳定的林地、草地、水域等地 类对威胁因子的敏感度较高,而对于建设用地、设施农用地等非生境类型,则不予考虑其相对敏 感性。根据InVEST3.4.4使用指南的要求,敏感性表格中每一种生境类型均被赋予一个生境得分 值Habitat,值域为0-1,其中1表示最高的生境适宜度。本文根据土地利用/覆被类型实际情况, 生境类型包括水田、水浇地、旱地、果园、有林地、灌木林地、其他林地、其他草地、河流水面、 水库水面、坑塘水面、内陆滩涂、沟渠等13个地类。敏感性中涉及的参数包括各个生境类型的 生境得分值及各个生境类型对不同威胁因子的相对敏感性,各参数的设置主要参考InVEST模型 G.4.4版本)[42]使用手册及同类相关文献[53_60],并结合专家打分法赋值,具体如表2-2所示〇
表2-2不同生境类型对不同威胁因子敏感性


2.1.4威胁因子可达性
由于法律法规及其相关部门对特殊区域颁布的保护政策及措施的作用,人类各种社会经济活 动对保护区和非保护区的内外干扰程度存在差异。InVEST模型中的生境质量模块正是考虑到这 方面的影响,设置了威胁因子可达性这一参数。GIS保护区多边形文件中包含每一个多边形对威 胁因子的相对合法可达水平[42]。中间保护水平的多边形赋予0-1值。这些多边形可以是土地管理 单元或者是一系列规则的六边形或正方形。没有被保护区多边形覆盖的栅格单元,则假定威胁因 子不受这一参数影响,即威胁因子是完全可达的,并赋予1值[58]。本文默认威胁因子是不受合法、 制度、社会、物理保护措施的影响,则该参数可忽略或设置所有栅格X的可达性为1。
2.2生境质量评估原理 2.2.1生境退化度评估原理
生境退化度评估主要包括威胁因子个数、权重、威胁程度和生境类型对威胁因子的敏感性。 InVEST模型假定生境类型对威胁因子越敏感,生境类型单元的退化度就越大,且模型假定一个 受威胁的生境类型越敏感,生境类型越容易受威胁的影响导致其退化。因此,在生境类型中栅 格x的退化水平由£^.表示,公式如下[42]:
DX] = Yj\-^)ryirxy^xS]r (公式 2-3)
r=l
式中,为生境类型y中栅格X的退化水平,A为威胁因子个数;是威胁因子r栅格图上
的一组栅格;%为威胁因子权重;5是栅格y的威胁因子值;是生境类型栅格X与威胁因子 栅格;;的距离函数,包括线性距离衰减函数和指数距离衰减函数;火是威胁因子可达性;是 生境类型对威胁因子r的敏感性。
2.2.2生境质量评估原理
生境质量的评估主要是由生境得分值、生境退化度、半饱和常数及归一化常量共同决定。生 境得分值在敏感性表中体现;生境退化度由威胁因子个数、权重、威胁程度以及生境类型对威胁 因子敏感性得以体现;半饱和常数是将一个栅格单元退化分值解译成生境质量得分值,InVEST 模型中,一般将其设置为0.5,值得注意的是,首次运行模型所设置的半饱和常数值在以后的模 型运行中均须使用相同数值,若某一次模型运行中半饱和常数发生改变,则接下来的模型运行中 也要作出相应的改变;归一化常量定义为2.5,公式如下[42]:
Qxj=Hj[U(^^)] (公式 2-4)
式中,为生境类型中栅格x的生境质量指数;丑7为生境类型的生境适宜性,相对生 境适宜性得分范围为〇到1; 为生境类型y中栅格x的退化水平;免为半饱和常数,一般将其
设置为0.5; z为归一化常量,模型默认参数2.5。


3县域生态安全格局构建
本文通过确定源地、生态安全分区、生态廊道及生态节点,构建县域尺度下的生态安全格局。 其中,源地选取包括生态源地选取与居民点源地选取,生态源地选取以生境质量评估结果为依据, 居民点源地选取以土地利用现状数据中的建制镇和村庄为依据;生态安全分区由生态扩张与居民 点扩张的最小累积阻力差值得到;生态廊道根据MCR模型确定;生态节点在生态廊道基础上进 行识别。
3.1源地选取 3.1.1生态源地选取
生态源地是物种或生态过程维持并向外扩散的起点,在推动物种生存及生态发展的过程中具 有重要作用。生态源地具有景观同质性与向外扩散性,是应当重点保护的区域[61]。作为区域生态 安全得以保障的重要用地,生态源地的识别与确定是生态安全格局构建的基础。目前,将对区域 生态系统有重要作用的地块及对区域生态安全起保障作用的地块,识别为保证区域生态安全的关 键地块,即生态源地[62]。从生态安全格局构建的发展来看,生态源地的识别确定,从最初只研究 与生态过程相关斑块的本身功能属性,到逐渐研究与生态过程相关斑块本身属性的趋势及变化动 态,再到研究相关斑块在景观格局中生态功能大小与景观连通重要性等方面,生态源地的筛选经 历了不断完善的过程[63]。
确定生态源地的方式有两种:直接确定和间接确定。直接确定生态源地,即直接选取风景名 胜区、自然保护区或者面积较大的土地利用类型斑块等具有丰富生物多样性、生态系统功能较为 完整的区域作为生态源地[64]。但是由于旅游业在风景名胜区或自然保护区的发展较为迅速,使其 出现较为明显的生态系统功能退化、生态系统服务下降等现象,导致其内部存在差异性。间接确 定生态源地,是通过相关生态过程的单项评价或综合评价确定,包括生态敏感性评价、生态系统 服务重要性评价、景观连通性评价等[65_67]。由于各个区域本身的自然属性、社会属性及面临的环 境问题有区别,因此不同的研究内容确定的指标体系存在差异。本文将生境质量评估结果作为生 态源地选取的依据[68]。
3.1.2居民点源地选取
居民点用地扩张的源,即为居民点源地,能够反映居民点向外扩张的核心动力。目前大多数 研宄是将建成区作为居民点源地。本文选取土地利用现状数据中的建制镇和村庄作为居民点源地, 同时为剔除小斑块居民点的影响,对区域内所有建制镇和村庄的面积设置阈值[69],仅提取面积阈 值内的居民点单元作为居民点扩张源。
3.2生态安全分区
本文对分区原理进行阐述的基础上,选取阻力因子、确定阻力因子权重,利用阻力模型建立 生态扩张与居民点扩张的阻力表面,再分别建立二者的最小累积阻力表面,由二者最小累积阻力 表面的差值进行生态安全分区。
3.2.1分区原理
基于景观生态学理论的生态安全分区是从区域土地利用/覆被现状出发,考虑区域自然社会经 济状况,运用适当方式将土地按照相关使用功能的适宜性做聚类处理[7G]。根据适宜性分区的一般 原则,按照生态保护和开发建设分为四类,即禁止开发区、限制开发区、优化开发区和重点开发 区。优化开发区与重点开发区作为主要建设区域,将其归为适宜开发建设用地;限制开发区与禁 止开发区作为能够提供生态系统服务功能的区域,将其归为适宜生态保护用地。对城镇发展来说, 经济效益最大化是理想结果,即城镇建设区范围越广越好,而对于生态保护来说,自然环境效益 最大化是理想结果,即生态保护区面积越大越好。
常用的适宜性分区方法有逻辑规则法与要素叠加法[71]。逻辑规则法与遥感技术应用中的决策 树分类法类似,基于逻辑思维,组合排列影响适宜性分区的各个要素,分析总结相应的分类规则, 最终得到适宜性分区结果[72]。要素叠加法是筛选出影响适宜性分区的要素,如高程、坡度、地质 厚度、植被覆盖度等,由专家打分法或熵权法等方法确定各个要素的权重,运用地理信息技术中 的栅格计算器工具,加权叠加各个要素,最终得到适宜性分区图。这两个方法的应用都比较普遍, 同时具有一定程度的限制性。
区域土地利用/覆被类型现状数据是进行适宜性分区的基础,对于居民点用地的扩张来说,其 扩张过程受到生态系统功能的约束,而对于生态用地的扩张来说,其扩张过程受到生态系统功能 的推动,因此,同一斑块对居民点用地与生态用地的扩张起相反作用这一作用通过最小累积 阻力模型实现,具体步骤包括:识别与确定生态源地、居民点源地;基于区域自然环境、社会经 济现状,针对生态源地及居民点源地,选取阻力因子,确定二者扩张阻力,分别建立其阻力表面; 基于两类源地及相应的阻力表面,得到最小累积阻力表面;计算二者最小累积差值,基于阻力阈 值法得到拐点并划分为四类区域。
3.2.2阻力表面建立 3.2.2.1阻力因子选取
从研究区域实际情况出发,遵循整体系统性、数据可获取性、思路可操作性等原则,基于生 态源地及居民点源地,选取与生态过程、居民点扩张有相关性的土地利用类型、生境质量指数、 植被覆盖度、距水域距离、距居民点距离、距道路距离六个因子作为阻力因子。两个源地的扩张 过程须建立相同的阻力因子体系以保证生态安全格局的构建是在同一个标准下进行。各单因子阻 力按照五级制标准分类,用1、2、3、4、5分别表示五个等级,等级低,则阻力低,等级高,则 阻力高。因为各因子对生态扩张与居民点扩张的作用相反,因此,对二者阻力值赋予相反值。
(1)土地利用类型
土地利用类型不同,其对源间物质、信息、能量传递产生的阻力不同。土地利用类型因子的 阻力等级以公式3-1、公式3-2和公式3-3为基础,对谢尚地等人(2007年)制定的中国陆地生态系 统服务价值当量因子表进行修正后确定「4],公式如下:


免种土地利用类型的当量因子;^为生物量因子;^为居民人均可支配收入调整系数;。为研 究区/年的粮食总产值,单位是万元;&为研究区〖年的耕地面积,单位是公顷;^为研究区当 年的居民可支配收入,单位是元; '为全国当年的居民可支配收入,单位是元。
由表3-1可知,各生态系统单位面积生态服务价值量的大小依次为:水域 > 林地 > 草地 > 园地> 耕地>其他土地。因此,对于生态用地扩张而言,土地利用类型因子的阻力等级划分如下:水域、 林地为一级;草地、园地为二级;耕地为三级;其他土地为四级;建设用地为五级。对于居民点 用地扩张而言,各土地利用类型的阻力等级、分值与生态用地扩张相反。
表3-1修正后单位面积生态系统服务价值系数 Tab.3-1 Revised coefficient of ecosystem service value per unit area (yuan/hm2)


(2)生境质量指数
将生境质量综合评估得到的结果作为生态安全格局构建的阻力因子。由于InVEST模型假定生 境质量好的区域具有丰富的生物多样性,因此,生境质量指数越高,表示生境质量越好,反之亦 然。因此,对于生态用地扩张而言,生境质量指数与阻力等级之间呈反向相关关系,即生境质量 指数越接近于1,对生态用地扩张的阻力等级越低,而生境质量指数越接近于0,其阻力等级越高。 生境质量指数对居民点的阻力作用相反。
(3)植被覆盖度
植被覆盖度也叫覆盖度,是指植被竖直投在地上的面积占研究区总面积的比例。它对生态、 水文、地质变化等都具有重要意义[7\遥感监测法被广泛运用于植被覆盖度的计算,主要是通过 归一化植被指数(NDVI)计算得到。在生态用地扩张过程中,植被覆盖指数越高,种群迀移就 越便利,生物生存繁衍就越有利,则赋予的阻力等级越低。而对于居民点扩张而言,植被覆盖度 越小,越有利于开发建设,对居民点扩张过程中产生的阻力越小,阻力等级越低。
(4)距水域距离
水域作为各种生物生存发展的重要资源,不仅可以生产原材料和食物,在废物处理与维持生 物多样性方面也具有重要作用[76],因此,距离水域越近,越有利于维持生态系统,越有益于各种 生态过程,对生态系统的运行越有积极的响应作用。基于此,运用ArcGISlO.2的空间分析模块得 到距水域距离分布情况,针对生态扩张来说,将距水域距离划成五个级别:距离<500是第一级别; 500-1000是第二级别;1000-1500是第三级别;1500-2000是第四级别;>2000是第五级别。居民点 扩张过程和这一划分相反。
(5)距居民点距离
居民点是人类生活、生产相对集中的区域,社会经济资源相对集中,人口相对密集,经济发 展相对迅速,受人为影响较大,且破坏生态系统导致各种生态环境问题的可能性较大。因此,越 接近居民点,越有利于居民点扩张,越不益于生态扩张。运用ArcGISlO.2的空间分析模块得到距 居民点距离分布情况,针对居民点扩张来说,将距居民点距离划成五个级别:距居民点距离<200 是第一级别;200-500是第二级别;500-800是第三级别;800-1100是第四级别;>1100是第五级别。 生态扩张和这一划分相反。
(6)距道路距离
交通条件是连接区域与人类以促进区域发展的重要渠道。交通是区域发展的核心,对各个因 素的流动、城镇化建设也有重要的影响。距道路越近,表明交通通达度越高,对开发建设的优势 越大,越利于居民点扩张。运用ArcGISlO.2的空间分析模块得到距道路距离分布情况,针对居民 点扩张来说,将距道路距离划成五个级别:距道路距离<2000是第一级别;2000-4000是第二级别; 4000-6000是第三级别;6000-8000是第四级别;>8000是第五级别。生态扩张和这一划分相反。 3.2.2.2阻力因子权重确定
权重确定的方法有很多种,包括特尔非法、熵权法、主成分分析法、独立性权数法、层次分 析法等。其中,层次分析法是确定各指标的优先序,具有系统性、实用性与逻辑性等特点[78]。 本文经层次分析法确定的阻力因子权重的一致性检验结果=0.0523 <0.1,符合一致性检验要 求。
表3-2阻力因子评价体系 Tab. 3-2 Evaluation system of resistance factors


3.2.2.3阻力模型
本文参考多因子加权叠加法,建立生态扩张与居民点扩张的阻力模型,用于表示二者在扩张 过程中收到的阻力情况,公式如下:
Z = ^JVlxA1 (公式 3-4)
1=1
式中,z是综合阻力值;%是阻力因子/的权重;4是阻力因子/的分值•,m是阻力因子个
数。
3.2.3最小累积阻力表面构建
本文运用最小累积阻力模型构建生态与居民点最小累积阻力表面[79],该模型是源向周围扩散 中,克服所有景观同质或景观异质单元所耗费的最小代价。一般情况下,源本身所受到的阻力最 小。该模型最早由Knaapen等人提出,后有学者不断完善并应用到相关领域。MCR模型能够充 分实现生态过程或开发建设过程在空间扩张方面的可视化表达,公式如下:
i=m
=/min([巧 ) (公式 3-5)
式中,MC/是最小累积阻力值;/是空间任一点的最小累积阻力值与它到源方向的关系函数; %是物种从源7_到空间某景观目的地/的空间运动距离;^是景观目的地/对某物种的运动阻力。
3.2.4最小累积阻力差值计算
基于生态扩张与居民点扩张的最小累积阻力表面,将二者值相减得到差值,公式如下:
MCRa ^MCRe-MCRr (公式 3-6)
式中,MC^A是生态扩张与居民点扩张的最小累积阻力差值;MC馬为生态扩张最小累积阻 力值;为居民点扩张最小累积阻力值。差值小于零时,生态扩张受到的阻力相对较小,可 划为适宜生态用地;差值等于零时,是二者的临界线;差值大于零时,可划为适宜居民点用地。
3.3生态廊道识别
生态廊道是安全格局中物质、信息、能量流动的载体,呈线状或带状分布,对生态过程、生 态功能的维持起到重要的连通作用[8()]。作为生态安全格局构建的关键生态组分,生态廊道的提取 能保证斑块间物质、信息、能量传递的通顺以及实现区域生态系统的功能[81]。生态廊道可以过滤 和阻抑各种污染物,实现对生态系统不良物质的阻截作用提供良好生境状态,维持区域生态 系统结构的正常运行[83]。当生态系统受到外部威胁,造成安全格局内部发生变化或内部功能丧失 时,生态廊道的功能也会下降甚至丧失,因此,在构建生态安全格局时,生态廊道作为连接度十 分重要。若连接度缺乏,可能阻碍物质、信息、能量的传递甚至导致生境隔离[84]。
当然,生态廊道的定量识别方法主要有斑块重力模型、最小累积阻力模型、综合评价指标体 系等。由于数据需求较为简单且能够将结果进行可视化表达,最小累积阻力模型在生态廊道 的识别与确定中得到广泛运用。该模型能够在一定程度上模拟空间运动过程受景观单元的影响, 在表达各个生态过程与安全格局的相互作用方面更具有优势[86]。源间生态廊道最少要有一条,值 得注意的是,生态廊道并非是生态源地间的最短路径,而是累积耗费成本中的最小路径,将生态 源地连接起来,从而构成生态廊道布局。
3.4生态节点确定
阻力值低的谷线交汇点及位于单条谷线上的生态脆弱区、生态敏感区,构成区域生态安全格 局中的生态节点。一般情况下,生态节点一般是在生态廊道最薄弱处,对生态源间的生态交流有 一定程度的影响[871 —般包括生态廊道交汇处及转折处。对于岛屿型阻力表面,其生态节点是各 个生态源地之间等阻力线的切点[88_8%对于网络型阻力表面,阻力值低的部分由线性交叉形成网 络状分布,其生态节点位于生态廊道间的交汇点或转折点处[9()_94];对于高原型阻力表面,阻力值 高的部分被阻力值低的部分围绕,其生态节点分布在阻力值高的高原中央。生态节点的设置与保 护,对于维持区域生态系统的多功能性与结构完整性起着至关重要的作用。


4实证研究
4.1研究区概况 4.1.1地理区位条件
唐县(38°37TS[—39°09'N,114^7^: — 115°03fE)位于河北省保定市。唐县北部是涞源县,西 部和阜平县与曲阳县紧邻,南部是定州市,东部紧邻顺平县与望都县。地处京津石三角地带,距 北京直线距离190公里,距天津直线距离220公里,距石家庄直线距离100公里,在北京经济圈 辐射范围之内,具体如图4-1所示。

4.1.2自然环境条件 4.1.2.1地形地貌
唐县东南部区域地势低,属于平原地带,西北部区域地势高,属于中山丘陵区。全域内包括 山峰54座,其海拔高度处于75-1898m之间。坡度从西北部到东南部逐渐缓降。由于县域内地形 同时包含丘陵、平原与山地,因此,唐县素有“七山一水二分田”之称。齐家佐乡至北店头乡、雹 水乡一带属于低山丘陵区,占全域总面积的31.70%。低山丘陵区南部为海拔较低且地势起伏较小 的冲积平原,其海拔高度在90-95m之间。低山丘陵区北部为中低山区,其海拔高度在300-500m 之间。
4.1.2.2 土壤类型
由于唐县丘陵、平原与山地都存在,因此,分地形对土壤类型进行描述:丘陵地区土层及土 壤有机质含量相对适当;平原地区土层较厚便于耕种,且土壤有机质含量较高;山区土壤有机质 含量相对比较低。唐县的土壤类型主要包括水稻土、棕壤、褐土及草甸土且褐土占地面积最大。 全域西北地区地势髙,使得中山丘陵区的水土流失问题较为严重。
4.1.2.3气候条件
唐县属于暖温带大陆性季风气候,光照充足,四季分明。年平均气温为15.10°C左右,0°C 以上积温4752.20°C,10°C以上积温4430°C,1月的平均气温达到-6.10°C,7月的平均气温是 30.20°C,多年平均日照时数是2560.90小时,无霜期达到196天。县域每年降水量约为438.50 毫米,多集中在6-9月,其降水量可达全年的87.50%,冬天与春天降水极少。多年平均降水量 586毫米,年均蒸发量为1532.90毫米。
4.1.2.4水文条件
唐县水资源非常丰富,河北省四大水库之一的西大洋水库就位于唐县境内,其水库控制流域 面积达到4420km2且拥有11.09亿m3的总库容,是集供水、灌溉与发电于一身的综合型水库。唐 县地下水径流量为1.38亿m3,多年平均地表水为1.21亿m3,多年平均水资源总量达到1.91亿 m3,人均水资源量约为323m3。
4.1.3社会经济条件
唐县县域土地总面积为141435.76hm2。全县设13个乡,7个镇,县人民政府位于仁厚镇。 2016年全县总人口为60.26万人,农村与城镇人口比为9:1。2016年唐县国内生产总值达到70.27 亿元,第一、二、三产业增加值分别为18.11、27.12、25.04亿元,各个产业增加值占比分别为 25.80%、38.60%、35.60%。县域城镇与农村居民人均可支配收入比为3:1。唐县以扶贫攻坚为总 揽,共投入财政资金3.42亿元,实施扶持项目2200个,14.6万人受益,截止2016年底192万人 达到脱贫标准。唐县坚持以生态保护为底线,2016年空气质量达标天数为167天,同比增加60 天,全年空气质量综合指数下降18.60%。
4.2数据来源与处理 4.2.1数据来源
本文的数据来源包括地理信息数据、遥感影像数据和经济统计数据。地理信息数据包括源于 唐县2009、2016年土地利用现状变更调查数据的土地利用数据与行政区划数据;遥感影像数据 从地理空间数据云(http://www.gscloud.cn/)下载,分辨率是30m的Landsat8 OLI_TIRS数据产 品,影像轨道编号为124/33,综合考虑云量与植被生长,选用卫星过景时间是2016年8月份且 最大云量是0.37%的影像;经济统计数据来源于2017年唐县统计年鉴、国民经济统计资料及2017 年人民政府工作报告。
4.2.2数据处理
4.2.2.1土地利用数据处理
参考《土地利用现状分类》(GB/T21010-2007),根据研究内容及唐县土地利用实际情况,将 唐县土地利用类型分为耕地、园地、林地、草地、水域、建设用地、其他土地七个一级地类,23 个二级地类,具体如表4-1所示。


4.2.2.2植被覆盖度计算
本文的植被覆盖度通过NDVI来计算,因为获取的Landsat8 OLI_TIRS数据产品本身存在几
何校正处理[95],因此,从地理空间数据云平台得到影像后,利用ENVI5.1进行辐射定标、大气校
正[961然后计算校正后影像的NDVI,公式如下:
NDVI=PmR_P腦 (公式 4-1)
Pnir Pred
式中,为归一化植被指数,为近红外波段(0.85-0.88),处刀为红波段(0.64-0.67)。

在归一化植被指数基础上,得到影像的植被覆盖度,公式如下:
(公式4-2)
式中,为植被覆盖度,分别为的最大值与最小值。由于影像中 的某些干扰不可避免,因此,M)P7max和M)F/min—般取一定置信区间内的M)F/最大值和最小
值。
根据NDVI值的统计结果,本文确定5%、95%置信区间内的NDVImaxW NDVImm分别为
0.827451和0。由植被覆盖度与NDVI之间的关系公式,利用ENVI5.1 Band Math得到影像的植
被覆盖度分布情况。最终,基于唐县行政区划矢量数据裁剪影像,得到唐县植被覆盖度分布图, 具体如图4-2所示。

4.3唐县生境质量综合评估 
4.3.1唐县土地利用/覆被变化
唐县土地利用/覆被类型的受地形影响,存在显著的地区差异,林地、草地比较集中分布在县 域中部和西北部,而耕地与建设用地主要分布在县域南部,具体如图4-3所示。

图4-3 2009、2016年唐县土地利用/覆被现状图
Fig.4-3 Land use/cover current status maps of Tang County in 2009% 2016
4.3.1.1土地利用/覆被类型面积与结构变化
基于2009、2016年土地利用现状数据,利用ArcGIS10.2汇总导出工具与Excel数据透视表 功能,统计两期土地利用/覆被类型的面积及结构变化[97]。
由表4-2可知,2009-2016年唐县的土地利用/覆被类型以草地和耕地为主,二者共占全县土 地总面积的比例分别为62.92%、62.81%;其次为其他土地,占全县土地总面积比例分别为11.78%、 12.00%;林地与建设用地所占比例相当,二者之和占比分别为18.62%、18.85%;水域和园地占 比最少,二者之和所占比例分别为6.67%、6.35%。
表4-2 2009-2016年唐县土地利用/覆被类型面积及比例 Tab. 4-2 Area and proportion of land use/cover types of Tang County during 2009-2016


由图4-4、图4-5可知,2009-2016年唐县土地利用/覆被类型呈现“三个增加”、“四个减少”。 “三个增加”表现为耕地、建设用地及其他土地的面积增加;“四个减少”表现为园地、林地、草地 及水域的面积减少。
就“三个增加”而言,建设用地的面积增加最明显,由2009年的13237.62hm2上升到2016年 的13871.02hm2,研究时段内建设用地占全县总面积的比例增加0.45%,随唐县城镇化建设的发
4.3.1.2土地利用/覆被类型动态度
土地利用动态度是指研究区一定时间段内土地利用/覆被类型的变化强度,包括单一动态度以 及综合动态度两种[98L单一动态度指时段内某一土地利用/覆被类型变化而言,公式如下:
LUD= Ub ~Ua x-xlOQ% (公式 4-3)
Ua T
式中,是单一土地利用动态度;%分别是研究期初、期末一种土地利用/覆被类
型的面积;r为研究时间段。
综合动态度指时段内研究区土地利用状况的整体变化,公式如下:
式中,是综合土地利用动态度;分别是研究期初、期末单一土地利用/覆被类 型的面积;m是土地利用/覆被类型数量;r为研究时间段。
由表4-3可知,2009-2016年间唐县单一土地利用/覆被动态度最高的是水域,呈明显的下降 趋势,其值为0.84%,表明在研宄时段内水域面积减少最快;其次为建设用地,呈明显的上升趋 势,由于唐县城镇化发展使建设用地快速增加,因此造成其面积增加速度最快,动态度值为0.68%; 园地的面积变化虽然最小,但其动态度为0.42%,是除水域、建设用地之外的较大值,表现为面 积减少较快;然后,其他用地类型按照动态度从大到小依次为是林地、其他土地、草地、耕地。 研宄时段内县域综合土地利用动态度是0.11%,变化比较平缓。
表4-3 2009-2016年唐县土地利用/覆被动态度 Tab. 4-3 Dynamic degrees of land use/cover types of Tang County during 2009-2016
4.3.1.3 土地利用/覆被类型转移变化


转移矩阵可以表明研究区域在研究时段内各个土地利用/覆被类型间发生的面积相互转换的 过程。运用ArcGISlO.2的叠加分析工具对2009、2016年的土地利用现状数据进行处理,得到不 同时期同一斑块的土地利用/覆被类型及其面积,并将所得结果在Excel中呈现,借助数据透视表 功能生成2009-2016年唐县土地利用/覆被转移矩阵。

由表4-4可知,从转入角度分析,耕地转入面积最大,总量达到865.21hm2,对园地、林地、 草地、水域、建设用地、其他土地均有转入,且主要转入方向是水域和草地,转入面积分别为 354.01hm2、229.83hm2,占耕地转入总量的67.48%;其次,建设用地转入量为663.37hm2,同样 对其他地类均有转入,其中建设用地转入至耕地的面积最大,达到374.86hm2;其他土地转入面 积为412.71hm2,转入的主要方向包括耕地和林地,转入量分别为339.35hm2、39.63hm2,占其他 土地转入总量的91.83%;林地与园地的转入面积相当,分别为12.76hm2、12.38hm2,林地主要转 入至建设用地,转入面积为l〇.63hm2,而园地只转入至耕地,转入面积为12.38hm2;草地与水域 的转入面积最小,分别为1.05hm2、O.Olhm2。
从转出角度分析,耕地转出总面积为727.21hm2,对其他六个地类均有转出,建设用地和其 他土地是耕地的主要转出方向,分别转出374.86hm2、339.35hm2,占耕地转出总量的比例高达 98.21%;其次,水域转出面积为374.28hm2,主要转出至耕地和建设用地,分别占水域转出总量 的94.58%、3.69%;林地与草地转出面积相当,分别为322.78hm2、310.38hm2,二者均主要转出 至耕地,转出至耕地面积分别为188.89hm2, 229.83hm2;园地和其他土地转出面积相当,分别为 102.41hm2、100.37hm2,园地主要转出至耕地,占园地转出总量的44.19%,其他土地主要转出至 建设用地,转出面积是70.14hm2,;建设用地转出面积是30.05hm2。
分析可得,农业自身内部结构调整与建设用地的占用导致耕地减少;建设用地主要通过占用 耕地和林地进行开发建设,以顺应城镇化发展的需要,同时还存在利用土地整治工程复垦一定数 量的居民点用地,使其变为耕地或林地的现象;在研究时段内,耕地主要由水域转入,水域呈不 断减少趋势,对唐县生态系统的功能与结构造成一定程度的影响;其他土地面积较大程度增加, 可能与占用耕地、林地兴办养殖场等有关;园地的转入与转出主要源于农业自身结构调整。
表4-4 2009-2016年唐县土地利用/覆被转移矩阵 Tab. 4-4 Transfer matrix of land use/cover types of Tang County during 2009-2016 (hm2)


4.3.2唐县生境退化度特征分析
生境退化度能够反映所有威胁因子对各个生境类型影响程度的大小,其值越高,表明威胁因
子对生境类型的威胁程度越大,生境质量的退化程度就越明显。生境退化指数不论高值或低值, 均能在一定程度上揭示所有威胁因子对区域生境质量造成的潜在毁坏状况。
在InVEST 3.4.4中添加模型所需数据,根据生境退化度原理运行模型,得到运行结果。运用 ArcGIS10.2空间分析工具对唐县2009年和2016年的生境退化度结果进行重分类,采用相对客观 的自然断点法将其结果划分为微弱退化、轻度退化、中度退化和高度退化。其中微弱退化是值为 0〜0.0056区间的生境退化指数;轻度退化是值为0.0056〜0.0129区间的生境退化指数;中度退化 是值为0.0129〜0.0236区间的生境退化指数;高度退化是值为0.0236〜0.0568区间的生境退化指数。 由表4-5可知,2009-2016年微弱退化与轻度退化是主要的生境退化类别,比重之和分别占全县 总面积的80.30%、79.38%;中度退化次之,分别占比14.40%、15.21%;四个类别中占比最小的 是高度退化,仅占5.30%、5.41%。
表4-5 2009-2016年唐县分类别生境退化度面积及比例 Tab. 4-5 Areas and proportions of habitat degradation degree by categories of Tang County during 2009-2016


总体来说,唐县生境退化程度不大,微弱退化与轻度退化占比最大,但2009-2016年表现为 下降趋势,二者面积共减少1286.69hm2。考虑到唐县土地利用/覆被类型,草地和耕地作为主要 用地类型的景观基质,优势斑块较为明显,微弱退化与轻度退化主要分布在生境相对较好的草地 及农田。中度退化与高度退化面积增加,分别增加1138.16hm2和148.52hm2,其中中度退化面积 增加最大,2009-2016年占比变化0.81%,具体如图4-6所示。
 
 5结论
本文通过土地利用/覆被变化研究及其他相关数据准备,运用InVEST模型进行生境质量评估, 得到生境质量变化情况;以生境质量评估结果识别生态源地,并将得到的生境质量指数作为阻力 因子之一,根据MCR模型构建生态安全格局;最后针对唐县进行实证研究,提出相关对策建议, 以期为县域生态安全格局构建及土地利用规划布局提供理论参考与实践指导。本文通过研究,主 要得出以下结论:
(1)研究期间,唐县土地利用/覆被类型以草地和耕地为主,为顺应城镇化发展,建设用地 面积增加633.41hm2,水域面积减少最多,为374.18hm2。土地利用/覆被类型结构发生变化,一 方面受规划政策的引导,另一方面是社会经济的推动,城镇化发展导致开发建设强度不断增大、 人类活动不断活跃、生态系统不断遭到破坏,表现在空间布局上,就是建设用地面积增加,生态 用地面积减少。因此,构建县域生态安全格局,明确生态保护与城镇建设目标,有益于土地资源 合理配置。
(2)研究期间,唐县低等生境质量占比均在20%以上;较低等生境质量占比均在10%以上;
中等生境质量占比均在15%以上;较高等生境质量占比均在35%以上;高等生境质量占比均在 10%以上,县域整体生境质量处于较高等级。退耕还林、还草与土地复垦等促使林地、草地这类 具有生境优势的斑块类型面积增加,对生境产生正效应,生境质量得到提高;而经济发展与城镇 化建设导致人地矛盾突出,使具有生态价值的土地利用/覆被类型面积减少,对生境产生负效应, 生境质量降低。
(3)唐县生态安全格局由源地、生态安全分区、生态廊道、生态节点共同组成。生态源地 面积占比为3.33%,具有较完整的生态结构,居民点源地面积占比为2.50%,是居民点扩张的核 心动力;生态安全分区是经济与自然环境综合效益最大化的重要渠道;生态廊道总长度为 263.91km,是生态安全格局中的交流载体;生态节点是物种迀徙的关键点。构建县域生态安全格 局,有利于保护与修复重要生态区域、维持县域景观完整性,最大限度发挥生态安全的积极效应。


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