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景觀生態系統是具有一定結構和功能的土地鑲嵌體,在外界干擾和自身演替作用下,其結構和功能呈現著劇烈變動。研究表明,在不斷變化的土地利用過程中,景觀生態系統的結構及其組分也在變化,并使景觀破碎化程度加大,生物多樣性降低[1,2],以及土壤環境和水環境質量下降[2,3],更為嚴重的是造成不同程度的土地退化[4,5],從而造成景觀生態質量的下降;但通過合理的規劃和管理土地資源,也會形成較好的景觀生態環境,實現可持續發展[6~10]。所以,有必要對景觀生態質量進行評價,分析不同土地利用結構和人為干擾下的景觀生態質量差異性,為土地規劃、利用和生態管理提供理論基礎。

1景觀生態質量的衡量標準

景觀生態質量(LsEQ,LandscapeEcologicalQuality)是指景觀生態系統維持自身結構與功能穩定性的能力,其衡量標準就是景觀生態系統的穩定性。景觀生態系統的穩定性取決于景觀生態系統穩定程度和系統干擾程度兩大方面。若干擾程度大于穩定程度,景觀生態系統趨于非穩定態,景觀生態質量較低;若干擾程度小于穩定程度,景觀生態系統趨于穩定態,景觀生態質量較高。生態學干擾是土地利用活動對景觀生態系統的破壞程度(圖1),這些干擾都是人為的,主要有土地利用活動導致的土地破碎化、城鎮與農村居民點以及交通線建設活動對土地生態系統的干擾、土地利用過于單一化等。景觀生態系統穩定程度是指景觀生態系統自身的一些自然生態特征所決定的系統穩定性。總體來說,這些特征適宜于生態學過程的進行,對景觀生態系統的持續發展演化起到積極作用,主要有土地的植被覆蓋度、自然景觀面積大小和形狀、土地利用形成的有利于生態學過程的土地結構、河流廊道等。

2景觀生態系統的干擾程度和穩定程度

2.1景觀生態系統的干擾程度下列有關景觀格局事件對景觀生態系統造成明顯干擾,可做景觀生態系統受干擾程度的表征。1)景觀破碎化:人們對土地的利用使得土地形成形狀不同、大小各異的斑塊。景觀破碎化主要表現為斑塊數量增加而面積縮小,斑塊形狀趨于不規則,內部生境面積縮小,廊道被截斷以及斑塊彼此隔離[11]。景觀破碎化對一些物種帶來一系列的影響,如影響種群的大小和滅絕速率、擴散和遷入、種群遺傳和變異、種群存活力等;改變生態系統中的一系列重要關系,捕食者-食物、寄生物-寄主、傳粉者-植物以及共生關系等[12,13],對土地生態系統中的生物流產生阻礙作用。因此,景觀破碎化是生物多樣性喪失的重要原因之一[14~17]。但也有人認為,中等程度的干擾水平能維持較高的多樣性,并不是完全不受干擾的景觀具有最大的生物多樣性。2)建設用地干擾度:人類對土地的建設活動包括城鎮建設、農村居民點建設和交通用地建設等,它們是外部的人類活動對景觀生態系統的干擾,阻隔了生物的遷移和物質能量的移動,影響了景觀生態系統的自然純度。從空間尺度來說,當干擾面積與景觀總面積之比較小時,景觀一般表現出穩定態;當干擾面積與景觀總面積之比增大時,景觀穩定性趨于下降;從時間尺度來說,景觀穩定性也表現出相似的趨勢[18,19]。交通線路主要是公路和鐵路,公路包括農村道路、一般公路和高級公路三個不同的等級;鐵路可分為單軌鐵路與雙軌鐵路。交通線對景觀的影響有:(1)公路的存在方便于人類活動對田塊的干擾(田塊),所以可用行政村公路密度表示人類活動的干擾度,如公路上行駛汽車尾氣的排放、噪聲的污染、飛揚塵土的污染以及公路上雜物沖刷到兩側農田中等等。(2)交通線成為兩側斑塊生態學過程的障礙,阻隔了物種交流和物質循環等。所以,交通線密度越大,其影響越大,景觀生態質量穩定性越差。3)單一化土地利用度:在景觀生態系統中,土地利用過于單一化,景觀生態質量將降低。因為單一化的土地利用會導致生物多樣性減少,既包括生境多樣性降低,也包括物種多樣性的下降。這一點在Odum的生態系統發展戰略中早已論述過[20],關鍵在于確定單一土地利用面積的適度大小問題,論文采用Haber測算的結果。在分異土地利用戰略中[21],單一的土地利用類型不能超過8~10hm2[22],特別強調在人口密集地區。

2.2景觀生態系統的穩定程度1)土地利用結構:土地利用結構是指一定景觀單元中各土地利用類型及其面積的對比關系。不同土地利用類型對景觀生態質量的作用是不同的,其中,林地最好、草地和園地其次、耕地與水域再次、建設用地最差。同時,土地利用結構也包含景觀連接度,在景觀單元中,動植物生境彼此連通,將促進動植物遷移或運動,增加景觀單元中的生物多樣性。如果主要土地利用類型的面積超過一定的比例,構成景觀中相互連通的景觀斑塊(連通斑塊),則使景觀破碎化對種群動態的影響大大降低。所以,景觀連接度與生物多樣性呈正相關關系[23]。本文取值為60%[24],即景觀基質面積達到60%,就構成連通斑塊。2)自然景觀多度:自然景觀多度代表了野生動植物與人類和諧相處的程度,自然景觀面積越大分布越均勻,則野生動植物與人相處的和諧程度越好。自然景觀主要是指自然植被覆蓋的土地或受保護的土地,如林地、草地、葦地和灘涂等用地。3)農業土地利用多樣性:農業土地利用多樣性表示景觀中生產系統的多樣化程度,包括畜牧業和農區林地系統等。多樣性化的農業用地有利于生物的遷移,而且農業土地利用多樣化通常是農民抵抗風險的管理策略的一部分(防止作物欠收和經濟崩潰),但它也是衡量區域農業系統靈活性和恢復力以及農業系統抵抗波動和抓住機遇的能力的有用指標[25]。在具體研究中,農業土地利用類型主要包括耕地、園地、林地、牧草地和其它農用地。4)河流密度:單位面積河流長度越長,對耕作業和其它行業所釋放的污染物的吸納能力和稀釋能力將增大,而且有利于水生生物生長發育繁衍和生物擴散,滿足動植物對水的需求,提高了生物多樣性,保護了生態環境。5)植被覆蓋度:植被覆蓋度的提高,有利于生物的遷移和生存環境的改善,也有利于防止水土流失。所以,植被覆蓋度是影響景觀生態系統穩定程度的重要因素之一。

3景觀生態質量評價

3.1評價單元景觀生態質量評價考慮的是景觀的生態學特征,而生態土地分類是一個描述和劃分地球表面具有不同生態學特征區域的過程[26],所以景觀生態質量評價單元的確定應從生態土地分類的角度來確定。參照加拿大和美國的生態土地分類分級方法,選取生態組(生態土地類型集)作為景觀生態質量評價單元。為資料收集方便,評價單元采用與生態組相對應的村級行政單位。

3.2評價指標

3.2.1指標選取原則(1)系統性原則。選取的指標應反映景觀生態質量的主要內涵,既包括生態學干擾方面的指標,也包括穩定程度方面指標;(2)主導因素原則。選取影響景觀生態質量的主導因素,這既可減少評價的工作量,同時也可保證評價精度;(3)差異性原則。景觀生態質量的每一方面都可以用多個指標衡量,但這些指標往往相互重復,且有些指標在評價區域變化不大。因此,指標選取時應選擇那些在評價區域有明顯變化且能代表景觀生態質量變化的指標;(4)可量度原則。有些指標可能對景觀生態質量影響比較大,但無法獲取準確的數據,在評價中很難發揮其作用,且容易受到主觀影響,因此在具體評價中應盡量避免選取這些指標。#p#分頁標題#e#

3.2.2景觀生態質量的評價指標關于景觀生態質量的評價指標研究較少,中國部分學者做出了積極的探索[27,32]。作者依據影響景觀生態系統受干擾程度和穩定程度的相關因素,選取了下列指標(表1)。

3.3評價方法

3.3.1單項指標評價方法(1)景觀破碎度指數:x1=(Np-1)/Nc式中,x1為景觀破碎度指數,Nc為景觀單元的數據矩陣方格網中格子總數,Np是景觀單元各類斑塊總數。為方便起見,用研究區最小的斑塊面積去除總面積的值代替Nc。(2)建設用地干擾度:x2=β2/A式中,x2為建設用地干擾度,βi為景觀單元中建設用地總面積(km),A為景觀評價單元總面積(km)(下同)。(3)單一化土地利用優勢度指數:x3=δi/A式中,x3為單一土地利用優勢度,δi為景觀單元中≥10hm2的土地利用斑塊總面積(除去水域、林地和草地類型)。(4)交通線密度:x4=φi/A式中,x4為交通線密度,φi為交通線長度(km)。在特定研究區,以農村道路為基準,一般公路(如鄉道、縣道)對景觀生態干擾能力是農村道路的3倍,高級公路(省道、國道、高速公路等)是農村道路的5倍,單軌鐵路是農村道路的2倍,雙軌鐵路是農村道路的4倍。(5)土地利用結構指數:先根據對景觀生態質量貢獻程度,把土地利用類型定性指標定量化:林地取值為3、草地和園地取值為2、耕地和水域取值為1、建設用地取值為0。然后,各土地利用類型得分為其面積比例與景觀生態質量貢獻標準的乘積。如,林地在景觀單元中面積比例20%,貢獻標準為3,則林地得分為20%乘以3,即0.6。如果景觀基質(一定是面積最大的土地利用類型)面積比例≥60%,則土地利用類型得分為100%與貢獻標準的乘積。最后,選取前4位主要土地利用類型,采用加權求和法計算土地利用類型指數:z1=∑4i=1xi•wi=0.4x1+0.3x2+0.2x3+0.1x4式中,z1為土地利用結構指數,xi代表各土地利用類型得分,wi為1~4位土地利用類型權重(∑wi=1),為4種主要土地利用類型。(6)自然景觀多度:采用兩方面的數據,一是自然景觀面積占景觀總面積的比例;二是各自然景觀斑塊分布在景觀單元中的均勻度,本文采用觀察估計并劃分成5個級別:1緊密、2較緊密、3稍均勻、4較均勻、5均勻。計算公式為z2=E(xi/A),式中,z2為自然景觀度,E為自然景觀斑塊在景觀單元中分布均勻度,xi為自然景觀斑塊總面積。(7)農業土地利用多樣性:z3=-∑nk=1pkln(pk)式中,z3為農業土地利用多樣性指數,Pk=ni/N,其中,ni為景觀單元中各農業土地利用類型的面積,N為景觀單元中農業土地利用類型的總面積。(8)植被覆蓋度:z4=xi/A式中,z4為植被覆蓋度,xi為景觀單元中被植被覆蓋的面積。(9)河流密度:z5=xi/A式中,z5為河流密度,xi為景觀單元中河流的長度。

3.3.2單項指標的標準化由于指標都有具體的計算值,所以借鑒模糊數學的思想,在上述指標等級劃分的基礎上,引入評價因子對景觀生態質量的隸屬度概念,用(0,3]上的數Y來表示單因子質量指數的大小[33]。

3.3.3綜合評價方法

4實證研究

4.1吳江市概況吳江市(原吳江縣)地處120°21′4″~120°53′59″E和30°45′36″~31°13′41″N之間,地處中國經濟最發達的長江三角洲地區中心位置,交通便利,受上海和蘇州經濟輻射,社會經濟基礎較好,是江蘇乃至全國經濟發展最有活力地區之一(圖2)。吳江市全境無山,地勢低平,自東北向西南緩慢傾斜,南北高差2.0m左右。屬亞熱帶北緣季風區,年總輻射量為480406.9J/cm2,年平均溫度15.7℃,年平均降水量1015.6mm,平均無霜期226天。境內河流縱橫,湖蕩棋布,大運河貫穿南北,太浦河橫貫東西,小河小渠縱橫交錯。經解放后大力興修水利,形成典型的江南魚米之鄉。

4.2景觀生態質量評價數據及景觀評價單元確定吳江市有10個鎮和1個農場,共有584個行政村,吳江市景觀生態質量評價單元共584個。吳江市國土資源局提供的吳江市土地利用現狀圖及屬性數據庫(2004)是本次評價主要數據來源。

4.3景觀生態質量評價結果1)總體情況。根據第3節的評價方法,計算吳江市584個行政村的景觀生態質量指數,劃分為4個等級(圖2)。結果表明:YLsEQ變化在0.0973~10.7267之間,其中有300個行政村YLsEQ<1,表明景觀呈現不穩定態,景觀生態質量較低,大部分布在吳江市的東北;其余284個行政村YLsEQ>1,表明景觀呈現出穩定態,景觀生態質量較高,大部分布在吳江市的西南。2)鄉鎮差異。統計各鎮不同級別景觀生態質量行政村數與全鎮總行政村數的比值,并加以合并(表2)。結果表明,吳江市各鎮景觀生態質量差別較大,5個鎮(黎里鎮、蘆墟鎮、盛澤鎮、松陵鎮和平望鎮)的大部分行政村YLsEQ<1;而其它6個鎮(軍墾農場、桃源鎮、震澤鎮、橫扇鎮、七都鎮和同里鎮)的大部分行政村YLsEQ>1。3)典型評價單元景觀生態質量的特征。選取不同等級景觀生態質量的典型評價單元(表3),對比發現,在等級較高的單元,干擾程度一般較低(建設用地和公路較少、地塊面積較小和景觀破碎程度不大等),穩定程度較大(農業土地利用多樣性較大、自然景觀面積較多、林地和園地等有利于生物流的土地利用類型較多等)。等級較低的單元,景觀生態質量表現出相反的特征。

5結果與討論

以前的文獻表明,單獨的生態質量評價并不多見,大多數出現在可持續土地利用[34]、土地退化[35]和土地健康評價[36]中,而且評價指標差異較大,往往不能全面地反映區域生態環境狀況,所以,選擇合適的指標成為景觀生態質量評價研究的關鍵。文章從土地鑲嵌體的角度提出了平原地區景觀生態質量的評價指標,并根據生態學原理設計了景觀生態質量的評價方法,并以吳江市為例進行了實證研究。結果表明,吳江市景觀生態質量等級呈西南高、東北低的空間分布態勢,各評價單元景觀生態質量具有顯著的差異性。據此,可以采取一定的規劃和管理措施,提高區域景觀生態質量的水平,進而逐步實現區域土地資源可持續利用。所以,景觀生態質量評價研究對土地生態管理和持續利用具有十分重要的意義。