分类：农业论文 时间：2022-02-16 热度：641
摘要:城市群地区生态系统健康状况关乎城市群的可持续发展ꎬ科学测度城市群地区生态系统健康水平对城市群地区生态系统健康宏观调控政策制定具有重要的实践意义ꎬ然而当前生态系统健康评价仍存在不足之处ꎮ 生态系统服务是反映生态系统健康状况的重要组成部分ꎬ如何把生态系统服务纳入生态系统健康评估框架中ꎬ成为了当前研究讨论的热点话题ꎮ 拟把基于InVEST 模型评估的生态系统服务纳入生态系统健康评估框架中ꎬ构建了基于“生态系统活力-生态系统组织力-生态系统弹性-生态系统服务”的评估框架ꎬ结合多源数据对 1995—2015 年长江中游城市群生态系统健康水平时空特征进行测度ꎮ 结果显示:(1)研究期间长江中游城市群地区生态系统健康状况总体有所恶化ꎬ恶化区域主要分布在城市群的核心地区ꎻ(2)研究期间长江中游城市群地区生态系统健康存在显著的空间依赖性ꎬ生态系统健康高值区主要分布在周边山区以及中部的罗霄山脉ꎬ生态系统健康低值区主要分布在平原地区、大城市周边地区以及主要的交通线路沿线地区ꎮ 本研究结果可以为其他地区生态系统健康评估以及长江中游城市群地区生态系统健康保护政策制定提供科学借鉴ꎮ
关键词:生态系统健康ꎻ生态系统服务ꎻInVEST 模型ꎻ时空特征ꎻ长江中游城市群
日益严重的生态环境问题引发了人类对健康问题与生态问题的深入思考ꎬ健康的概念逐渐从人类转移到生态系统上[1] ꎮ 可持续发展战略、生态文明建设以及“One Health”理念的提出表明人类对人地关系认识进一步深化[2] ꎮ 生态系统健康概念的提出扩展了人类对自身健康和疾病来源的理解ꎬ可以构建人类健康、人类活动和生态系统变化之间关联[3] ꎮ 构建科学的生态系统健康评估理论框架是准确评估生态系统健康的前提ꎬ是制定生态系统健康宏观调控政策的基础ꎬ但是以往生态系统健康评估仍存在不足ꎮ 以往研究更多地关注生态系统的完整性和可持续性ꎬ生态系统服务是反映生态系统健康状况的重要组成部分ꎬ然而如何把生态系统服务纳入生态系统健康评估框架需要进一步的进行探讨ꎮ 此外ꎬ在当前生态文明和美丽中国建设背景下ꎬ选择快速城镇化的城市群地区作为研究对象ꎬ评估城市群地区生态系统健康状况的研究并不多见ꎮ 因此ꎬ有必要对生态系统健康评估框架的构建以及城市群地区生态系统健康时空演化特征进行深入分析ꎮ
生态系统健康是指在一定时空范围内ꎬ不同类型生态系统空间镶嵌而成的地域综合体在维持各生态系统自身健康的前提下ꎬ提供丰富的生态系统服务的稳定性和可持续性[4] ꎮ 在过去几十年ꎬ生态系统健康领域取得了迅速发展ꎬ并在生态系统健康的理论、概念和评价方法以及影响因素等方面取得了一定进展ꎬ主要体现在以下几个方面:①在理论和概念方面ꎬ虽然生态系统健康的概念仍未达成共识[1] ꎬ但是生态系统健康的理论和内涵仍然得到了一定的丰富和拓展ꎮ 由强调生态系统的自然生态方面转型为综合考虑生态系统自身健康以及其满足人类需求和愿望的程度和社会经济等方面[5￣7] ꎮ ②在评价方面ꎬ以往研究主要采用指示物种法[8￣9]和指标体系法[10￣11]对生态系统健康进行了多尺度的测度ꎮ 前者主要采用种群数量、生物量以及其他重要的生理指标来间接评估生态系统健康状况ꎬ后者通常采用基于生态系统活力￣组织力￣弹性￣生态系统服务以及压力￣状态￣响应等理论框架进行生态系统健康评估[10￣12] ꎮ 生态系统服务是生态系统健康评估的核心ꎬ可以很好地连接自然环境和人类福祉[13] ꎮ 关注人类福祉是生态系统健康新的研究指向ꎬ生态系统健康评估过程中纳入生态系统服务是明晰生态系统与人类福祉之间内在综合关联的有效途径[14￣15] ꎮ 当前生态系统健康评估更加重视研究具体的生态过程ꎬ并侧重关注生态格局或生态过程造成的人类健康问题[16] ꎮ 而基于 InVEST模型的生态系统服务评估可以很好地反映生态系统服务结构功能和生态过程ꎬ实现生态系统服务定量评估的空间化和动态化[14ꎬ 17] ꎮ 但是ꎬ如何把基于 InVEST 模型的生态系统服务与传统的“生态系统活力￣组织力￣弹性”逻辑关系有机衔接需要进一步探索ꎮ 在当前长江经济带共抓大保护ꎬ不搞大开发背景下研究长江中游城市群地区生态系统健康时空特征对实现经济高质量发展具有重要实践指导意义ꎮ 当前ꎬ城市群日益成为新型城镇化的主体形态和现代化建设的重要载体ꎬ以往文献在流域生态系统健康、城市生态系统健康等方面进行了全面的研究ꎬ但是很少有研究探索城市群地区生态系统健康状态时空分异特征[6ꎬ 18￣19] ꎮ
综上所述ꎬ以往研究对生态系统健康理论、概念、时空分异特征和影响因素等方面开展了丰富的实践研究ꎬ但鲜有研究把基于 InVEST 模型的生态系统服务评价结果纳入生态系统健康评估理论框架中ꎮ 另外ꎬ当前城市群地区逐渐成为中国城镇化进程的主体形态ꎬ而系统探索城市群地区生态系统健康状态时空分异特征的研究较为少见ꎮ 鉴于此ꎬ本研究拟在以往研究基础上对生态系统健康评估框架进行完善ꎬ并且结合多源数据ꎬ对长江中游城市群地区生态系统健康进行评估以及时空演化特征进行实证分析ꎬ以期为长江中游城市群地区生态系统健康保护政策制定提供科学参考ꎮ
1 研究区概况与数据来源图
1 研究区地理位置与要素分布Fig. 1 Geographical location and element distribution of thestudy area
1.1 研究区概况
本研究中长江中游城市群范围包括湖北省的武汉城市圈和宜昌￣荆州￣荆门城市群、湖南省的长株潭城市群和江西省的环鄱阳湖城市群(图 1)ꎮ 长江中游城市群处于中国地形梯度中第二阶梯向第三阶梯过渡地带ꎬ地形条件复杂ꎮ 周边被群山环绕ꎬ中部的罗霄山脉将江西和湖南分割ꎬ鄱阳湖平原、江汉平原和洞庭湖平原沿长江广泛分布ꎮ 气候类型属于亚热带季风性气候ꎬ夏季高温多雨ꎬ冬季温和少雨ꎬ是我国的粮食主产区ꎮ 长江中游城市群承东启西、连南接北ꎬ是实施促进中部地区崛起战略和长江经济带战略、全方位深化改革开放和推进新型城镇化先行区、内陆开放合作示范区和“两型” 社会建设引领区ꎬ在我国区域发展格局中占有重要地位ꎮ 长江中游城市群城镇化的快速发展对生态系统产生的胁迫作用日益突显ꎬ严重威胁城市群地区的可持续发展ꎮ 由此可见ꎬ科学测度长江中游城市生态系统健康时空演变特征可以对长江中游城市群生态系统健康保护政策制定具有重要意义ꎮ
1.2 数据来源
本研究涉及的自然地理数据包括土地利用数据、交通数据、DEM 高程数据、气象、土壤和植被覆盖ꎻ社会经济数据包括粮食产量ꎬ具体的来源和描述见表 1ꎮ
2 研究方法
准确评估长江中游城市群地区生态系统健康状况ꎬ是分析其时空特征以及制定有效生态系统健康保护政策的前提条件ꎮ 本研究首先构建了“生态系统活力￣生态系统组织力￣生态系统弹性￣生态系统服务”生态系统健康评估理论框架ꎬ然后基于多源数据分别测度综合生态系统服务指数、生态系统活力、生态系统组织力和生态系统弹性ꎬ最后对长江中游城市群生态系统健康时空特征进行测度ꎮ 结合全局 Moran′s I 指数和 Getis￣OrdGi ∗指数对长江中游城市群生态系统健康时空演化特征进一步分析ꎮ
2.1 生态系统健康评估理论框架构建
本研究对 Costanza 等提出的生态系健康评估框架"Vigor￣Organization￣Resilience Evaluation System"进行了丰富和拓展ꎬ创新地把基于 InVEST 模型测度的生态系统服务纳入生态系统健康评估理论框架ꎬ构建基于“生态系统活力￣生态系统组织力￣生态系统弹性￣生态系统服务”的生态系统健康评估框架体系[5ꎬ 20] (图 2)ꎮ 参考以往研究 Peng 等和 Pan 等ꎬ本研究中生态系统健康主要通过两个方面进行评估:生态系统自然健康和综合生态系统服务指数(公式 1) [21￣22] ꎮ 其中生态系统自然健康包括生态系统活力、生态系统组织力和生态系统弹性三个方面(公式 2) [23] ꎮ 综合生态系统服务指数由供给服务、调节服务、支持服务和文化服务综合测度[20ꎬ 24] ꎮ具体计算公式如下:
2.2 综合生态系统服务指数测度
本研究基于 InVEST 模型测度粮食生产力、产水量、碳储存、土壤保持、水净化、生物多样性和文化服务供给能力等方面生态系统服务供给能力[20] ꎮ 具体计算方法见表 2ꎮ
不同生态系统服务侧重于衡量生态系统供给能力的不同方面ꎬ为了测度综合生态系统服务ꎬ本研究将不同种类生态系统服务进行标准化(公式 3 和 4)ꎮ 根据不同生态系统服务的具体含义ꎬ本研究中只有 N 和 P 输出量为负向指标ꎬ其他指标均为正向指标ꎮ
2.3 生态系统自然健康指数测度
生态系统自然健康通常通过生态系统活力、生态系统组织力和生态系统弹性来表征[11] ꎮ 生态系统活力用来描述生态系统的代谢和初级生产力ꎬ本研究中采用归一化植被指数来表征生态系统活力[13] ꎮ 与以往研究不同的是ꎬ本研究并不是直接基于归一化植被指数对生态系统活力进行计算ꎬ而是依据生态环境状况评价技术规范(HJ 192—2015)ꎬ通过计算不同土地利用类别的比例来计算植被覆盖度ꎬ具体计算公式参考 Meng等 (2018) [30] ꎮ 该方法的优点在于量化了土地利用变化引起的植被覆盖度变化ꎬ能够从土地利用变化的角度更好地反映生态系统活力ꎮ 生态系统组织力主要是用来描述生态系统结构的稳定性ꎬ一般来说ꎬ生态系统组织力主要是由与景观空间异质性和景观连通性相关的景观格局指数表征[11ꎬ 23] ꎮ 本研究拟选择 Shannon 多样性指数和面积加权平均斑块分形指数来表征景观空间异质性ꎮ 通过整个景观和生境的联通性共同表征景观连通性ꎬ具体地通过景观破碎化指数和景观蔓延度指数来表征整个景观的连通性ꎬ通过林地、水域以及湿地的破碎化指数和景观蔓延度指数来表征生境连通性ꎮ 最后基于专家打分法对不同景观格局指数进行权重赋值ꎬ计算得出区域生态系统组织力水平ꎬ具体计算公式参考欧维新等和 Peng 等[21ꎬ23] ꎮ 生态系统弹性主要是用来表征生态系统在遭遇外部干扰后恢复其原有结构和功能的能力ꎮ 基于专家知识以及以往研究ꎬ本研究拟对不同土地利用类型进行弹性系数赋值ꎬ最后基于土地利用类型面积加权法ꎬ计算得出区域生态系统弹性指数ꎬ具体计算公式参考 Peng 等和 Zhang 等 [31￣32] ꎮ
2.4 探索性空间数据分析
为了进一步分析长江中游城市群生态系统健康在空间上的演化规律ꎬ本研究采用探索性空间数据分析 (Exploratory Spatial Data AnalysisꎬESDA)方法来探测研究期间长江中游城市群生态系统健康在空间上的演化特征ꎮ 其中本研究采用全局 Moran′s I 指数来探测生态系统健康在长江中游城市群地区的空间关联以及空间差异程度ꎬ采用 Getis￣Ord Gi∗指数来探测局部尺度生态系统健康的空间异质性特征以及空间分布格局特征ꎮ具体地ꎬ全局 Moran′s I 指数在 GeoDa 095i 中运行ꎬ而 Getis￣Ord Gi ∗指数在 ArcGIS 10.3 中运行[33] ꎮ
3 结果与分析
3.1 1995—2015 年长江中游城市群土地利用/ 覆被变化特征
林地是长江中游城市群最主要的土地利用类型ꎬ其次是耕地和水域ꎮ 1995—2015 年ꎬ林地面积所占比例分别为 49.03%、49.01%、48.93%、48.79%和 48.53%ꎬ耕地占比分别为 38.79%、38.42%、37.95%、37.22%和36.77%ꎮ 研究期间长江中游城市群地区耕地和林地面积呈现出持续降低趋势ꎮ 1995—2015 年耕地和林地净减少面积分别为 6153.80 km2 (占土地总面积的 2.02%)和 1523.16 km2 (占土地总面积的 0.50%)ꎮ 城市化和工业化的快速推进ꎬ极大地推动了长江中游城市群地区建设用地的扩张ꎮ 1995—2000 年、2000—2005 年、2005—2010 年和 2010—2015 年间建设用地增速分别为 9.83%、14.45%、25.91%和 18.08%ꎮ 其他土地利用类型ꎬ如水域和湿地在研究期间也有所增加ꎮ 1995—2000、2000—2005、2005—2010、2010—2015 年间分别有12756.85 km2、11871.59 km2、14180.97 km2 和 18469.05 km2 (分别占土地总面积的 4.19%、3.90%、4.65%和6.06%)的土地发生了变化ꎮ 其中ꎬ林地和耕地之间的变化最为频繁ꎬ分别占变化总面积的 49.63%、28.30%、28.02% 和 40. 68%ꎮ 1995—2000、2000—2005、2005—2010、2010—2015 年间ꎬ分别有 1161. 34 km2、1138. 48km2、1924.00 km2和 2247.45 km2的耕地转化为建设用地ꎬ而只有 525.26 km2、369.69 km2、329.88 km2和 969.75km2的建设用地转化为耕地ꎬ表明耕地和建设用地的相互转换中存在强烈的不平衡ꎮ
3.2 1995—2015 年长江中游城市群综合生态系统服务指数时空分布特征
1995 年、2000 年、2005 年、2010 年和 2015 年长江中游城市群综合生态系统服务指数平均值分别为0.452、0.438、0.442、0.439 和 0.443ꎮ 研究期间ꎬ长江中游城市群生态系统综合服务指数总体呈波动降低趋势ꎮ湖北省西部的巫山以及北部的大别山、湖南省中西部的雪峰山和南部的南岭、江西省东部的武夷山脉以及江西和湖南两省之间的罗霄山脉综合生态系统服务指数总体高于 0.50(图 3)ꎮ 洞庭湖平原、鄱阳湖平原、武汉城市群、长株潭城市群和鄱阳湖城市群ꎬ特别是一些主要城市周边的县域单元综合生态服务水平明显较低ꎮ其中ꎬ江汉平原和武汉城市圈的生态系统服务综合供给能力最低ꎮ 山地生态系统在碳储存、水土保持、生物多样性保护以及文化服务等方面具有绝对优势ꎬ而平原地区生态系统具有较强的粮食生产功能ꎮ 社会经济的快速发展和城市化进程的快速推进ꎬ加剧了平原地区生态保护、城市化发展与土地利用转型之间的矛盾ꎮ 1978年启动的“重点防护林带建设工程”、1998 年启动的“天然林保护工程”等生态系统服务保护工程ꎬ以及毁林、滥垦等土地利用活动频繁发生ꎬ导致了长江中游城市群地区生态系统服务的权衡和协调问题日益加剧ꎮ
3.3 1995—2015 年长江中游城市群生态系统自然健康指数时空分布特征
图 4 是 1995—2015 年长江中游城市群生态系统自然健康指数时空分布图ꎮ 与生态系统组织力、活力和恢复力的空间分布特征相似ꎬ周边山区生态系统自然健康水平明显高于平原地区ꎮ 具体地ꎬ周边山区以及中部罗霄山脉生态系统自然健康值基本高于 0.75ꎬ平原地区生态系统自然健康值大多低于 0.45ꎮ 这主要是由于平原地区的人类活动显著高于山区ꎬ对生态系统健康的干扰较高ꎮ 1995 年、2000 年、2005 年、2010 年和 2015年长江中游城市群生态系统自然健康平均水平分别为 0.633、0.635、0.629、0.622 和 0.617ꎮ 可以发现ꎬ长江中游城市群地区的生态系统自然健康总体呈现出略微下降的趋势ꎮ
3.4 1995—2015 年长江中游城市群生态系统健康时空分布特征
1995 年、2000 年、2005 年、2010 年和 2015 年长江中游城市群生态系统健康水平的平均值分别为 0.534、0. 527、0.526、0.523 和 0.522ꎬ总体上有所降低ꎮ 研究期间ꎬ低于生态系统健康指数均值的县域单元比例分别为55.07%、54.59%、53.62%、54. 11% 和 52. 17%ꎮ 生态系统健康状态处于良好级别的县域单元比重最高( > 23%)ꎬ其次是处于较好级别的县域单元比重(>22%)ꎬ处于差和较差级别的县域单元比重均低于 18%ꎮ 在空间分布方面ꎬ可以发现长江中游城市群的生态系统健康水平具有显著的空间异质性(图 5)ꎮ 在江汉平原、洞庭湖平原以及武汉、长沙、南昌等周边县域单元的生态系统健康指数大多在 0.35 以下ꎮ 周边山区县域的生态系统健康指数多在 0.65 以上ꎮ 另外ꎬ主要交通路线沿线单元的生态系统健康指数也低于其他地区ꎮ 可以得出结论ꎬ生态系统健康状况和地形条件、交通条件、位置条件、经济发展水平密切相关ꎮ
全局 Moran′s I 指数分析结果显示ꎬ1995—2015 年间长江中游城市群生态系统健康水平全局 Moran′s I 指数分别为 0.640、0.644、0.645、0.628 和 0.628ꎬ而且在 0.001 水平上显著ꎮ 可以看出研究期间长江中游城市群生态系统健康存在显著空间依赖性ꎮ 为了进一步分析其在空间上的集聚态势ꎬ本研究采用 ArcGIS 10.3 中空间统计工具(Spatial Statistics Tools)中热点分析(Getis￣Ord Gi ∗ )工具绘制长江中游城市群县域单元综合生态系统健康水平热点和冷点分布图(图 6)ꎮ 可以发现ꎬ生态系统健康热点区主要分布在周边山区以及中部的罗霄山脉ꎬ生态系统健康冷点区主要分布在平原地区、大城市周边地区以及主要的交通线路沿线地区ꎮ 研究期间平原地区生态系统健康状况下降明显ꎬ特别是省会城市的周边地区以及主要交通干线沿线地区ꎮ 另外结合长江中游城市群生态系统健康水平变化热点和冷点分布图(图 7)ꎬ可以看出研究期间长江中游城市群生态系统健康的恶化区域主要分布在城市群的核心地区ꎮ 具体而言ꎬ1995—2000 年间长江中游城市群生态系统健康的冷点县区较少ꎬ而且分布较为离散ꎮ 2000—2005 年间ꎬ长江中游城市群的生态系统健康冷点县区主要分布在长沙和南昌市的周边地区ꎮ 2005—2010 年间ꎬ长江中游城市群的生态系统健康冷点县区主要分布在长株潭城市群ꎬ热点县区主要分布在洞庭湖周边地区ꎮ 2010—2015 年间ꎬ生态系统健康零点县区主要分布在宜昌市周边地区以及洞庭湖周边地区ꎮ——论文作者：陈万旭1ꎬ2ꎬ3ꎬ赵雪莲1ꎬ2ꎬ∗ ꎬ钟明星4ꎬ李江风5ꎬ曾 杰1ꎬ2
