王同偉，胡云龍，魯 晉，程文仕，劉金榮*

(1.草地農業(yè)生態(tài)系統(tǒng)國家重點實驗室，農業(yè)部草牧業(yè)創(chuàng)新重點實驗室，蘭州大學草地農業(yè)科技學院，甘肅蘭州 730020；2.甘肅農業(yè)大學管理學院，甘肅蘭州 730070)

土地整治，是指采取多種措施對田、水、路、林、村等進行綜合治理和全面規(guī)劃，包括土地開發(fā)和復墾，其實行區(qū)域涵蓋城市和農村[1]。土地整治的根本目的在于合理利用土地資源、提高耕地質量、確保我國糧食安全、保持耕地總量動態(tài)平衡[2]、促進社會主義新農村建設[3]，并使農業(yè)生產條件、農村生活環(huán)境有所改善[4]，自然環(huán)境得到保護。就目前來看，在土地整治規(guī)劃編制設計時，多傾向于規(guī)劃區(qū)域內的耕地占補平衡和基本農田建設等的數量與規(guī)模，對土地整治活動給規(guī)劃區(qū)內各種環(huán)境因素及生態(tài)系統(tǒng)產生的直接或間接影響[5]，并未做詳盡而充分的考慮，這些影響中的不利影響和負面效應，極易造成或加劇有關土地方面的各種生態(tài)問題[6]。曾有專家學者就此問題展開研究，但以圍繞某個具體的整治項目研究的居多，且只對影響狀況做出基本描述與初步介紹，缺乏系統(tǒng)性和全面性[7]。鑒于此，筆者以《華池縣土地整治總體規(guī)劃(2010—2020年)》為例，借助相對風險模型，分析指出規(guī)劃實施可能給自然環(huán)境造成的潛在風險，綜合評定其危害程度和影響范圍，從中期評估的角度對此次規(guī)劃做出判斷，這對華池縣今后的土地整治規(guī)劃編制及生態(tài)文明建設具有重要的理論和現實意義。

1　數據來源與研究方法

1.1研究區(qū)概況華池縣位于甘肅省東部，地處陜、甘交界，現轄15個鄉(xiāng)(鎮(zhèn))，111個行政村，總人口13.3萬。全縣土地總面積3 790.95 km2，其中農用地面積245 260.57 hm2，建設用地面積6 691.44 hm2，其他土地面積127 143.42 hm2。華池縣地勢呈北高南低，地形以山地為主，山、川、塬相間分布，梁峁林立，溝壑縱橫，典型的黃土高原風貌；地貌以黃土梁峁丘陵、黃土殘塬溝壑和河川階地為主；土壤類型分布主要有東部灰褐土區(qū)、南部黃綿土-黑壚土區(qū)、北部黃綿土區(qū)；境內主要河流以子午嶺為界分涇河、洛河兩大水系；華池縣地處溫帶半濕潤、半干旱氣候過渡區(qū)，日照充足，光能豐富，氣溫適中，但光、熱、水年內分配不均，地域性氣候差異顯著，西北部干旱，東部林區(qū)濕潤；干旱、霜凍、冰雹、暴雨等自然災害頻發(fā)；華池作為長慶油田在隴東的主要產油區(qū)，石油資源廣泛分布于全縣各鄉(xiāng)鎮(zhèn)，主要有華池油田、城壕油田、元城油田等5個采油區(qū)，油水井4 493口，輸油管線超過1 000 km。

1.2數據來源數據主要來源于《華池縣土地整治總體規(guī)劃(2010—2020年)》和《華池縣各鄉(xiāng)鎮(zhèn)土地整治規(guī)劃(2010—2020年)》以及編制規(guī)劃時實地勘測結果；另外根據研究所需對華池縣生態(tài)環(huán)境、社會經濟等相關資料進行了補充收集。

1.3研究方法相對風險模型是一種適合研究區(qū)域復合壓力問題的模型[8]，目前，已廣泛應用于水域、海域及陸地環(huán)境等諸多研究領域，且均已證明其實用性[9-11]。生態(tài)風險評價是一個極其復雜的過程，該研究采用相對風險模型，將土地整治規(guī)劃可能造成生態(tài)風險的風險源和生境類型進行篩選，構建概念模型，進行暴露-危害分析，對已得的風險源密度、生境豐度、暴露系數和響應系數，通過相對風險公式得出各風險小區(qū)的風險值，并進行不同評價小區(qū)風險程度的分析比較[12]。

1.3.1風險小區(qū)劃分?？紤]到各類整治項目在各鄉(xiāng)(鎮(zhèn))分布情況的差異，該研究以鄉(xiāng)(鎮(zhèn))作為評價單元，采用特爾斐法[13]廣泛征詢甘肅農業(yè)大學土地科學系相關專家的意見，并結合不同的土地整治項目對規(guī)劃區(qū)內生態(tài)環(huán)境所產生的影響，確定農用地整治、農村居民點整治、土地復墾及土地開發(fā)項目的權重，依次為0.09、0.16、0.27和0.48，根據以下公式計算各綜合分值：

Si=aiw1+biw2+ciw3+diw4

(1)

式中，Si表示各鄉(xiāng)(鎮(zhèn))綜合分值；a、b、c、d依次為農用地整治、農村居民點整治、土地復墾、土地開發(fā)項目的規(guī)模；w1、w2、w3、w4分別表示農用地整治、農村居民點整治、土地復墾、土地開發(fā)項目的權重；i則表示第i個鄉(xiāng)(鎮(zhèn))。

1.3.2生境和風險源?！度A池縣土地整治總體規(guī)劃(2010—2020年)》主要涉及6種地類：耕地、林地、牧草地、采礦用地、農村居民點和其他農用地。土地整治規(guī)劃通過整治項目的實施，對生態(tài)環(huán)境形成潛在的生態(tài)風險，在風險源的選取上，結合規(guī)劃區(qū)土地整治項目類型，選取整治規(guī)模大、涉及范圍廣的主要風險源[14]，將其確定為3類：農用地整治、農村居民點整治和采礦廢棄地復墾。

1.3.3生態(tài)受體分析。人類活動和自然因素等風險源所產生的不利影響對自然環(huán)境造成潛在的生態(tài)風險或危害[15]，生態(tài)受體即是指生態(tài)系統(tǒng)中易遭受風險源產生的各種不良效應的生態(tài)實體的組成部分。

1.3.4構建概念模型。各風險源釋放出不同的脅迫因子，脅迫因子在改變生態(tài)環(huán)境的過程中作用于生態(tài)受體，同時，生態(tài)受體對脅迫因子所產生的干擾做出響應[16]，據此建立概念模型。

1.3.5風險分析。

(1)風險源密度和生境豐度。統(tǒng)計各風險源和生境面積，計算方法為：各風險小區(qū)內風險源(生境)面積與研究區(qū)內該類風險源(生境)最大面積的比值[17]。

(2)暴露系數。該研究采用“區(qū)域壓力源密集度分析”的方法進行計算[18]。

Xjk=Sjk/Sk

(2)

式中，Xjk表示暴露系數;Sk表示生境k的總面積;Sjk表示生境k中風險源j的面積。

(3)響應系數。通過梳理生境與生態(tài)受體之間的相關程度，以確定生態(tài)受體對風險源的響應系數。

1.3.6風險表征。風險表征是進行生態(tài)風險評價的核心內容，根據相對風險模型計算不同風險源、生境類型和各風險小區(qū)的相對風險值，對評價小區(qū)的風險等級做出評定。

1.3.7相對風險公式。按照相對風險公式[式(3)]，對風險源密度、生境豐度、暴露系數、響應系數進行累積求和，得出各風險小區(qū)的相對風險值。

(3)

式中，RSi表示第i個風險小區(qū)的相對風險值;j表示風險源;k表示生境類型;m表示生態(tài)受體類型;Sij表示風險源密度;Hik表示生境豐度;Xjk表示暴露系數;Ekm表示響應系數。

2　結果與分析

2.1風險小區(qū)劃分如表1，I區(qū)(39.33～49.20)相對綜合分值最低，包括南梁鄉(xiāng)、王咀子鄉(xiāng)、喬川鄉(xiāng)、山莊鄉(xiāng)、悅樂鎮(zhèn)5個鄉(xiāng)鎮(zhèn)，以上5個鄉(xiāng)鎮(zhèn)自然地貌相對復雜，土地利用狀況趨于穩(wěn)定，規(guī)劃期內安排在該區(qū)的各類土地整治項目較少且整治規(guī)模較?。籌I區(qū)(53.64～58.24)包括懷安鄉(xiāng)、橋河鄉(xiāng)、上里塬鄉(xiāng)、白馬鄉(xiāng)、柔遠鎮(zhèn)5個鄉(xiāng)鎮(zhèn)；III區(qū)(66.23～75.51)包括城壕鄉(xiāng)、五蛟鄉(xiāng)、元城鎮(zhèn)3個鄉(xiāng)鎮(zhèn)；IV區(qū)(110.21～126.13)相對綜合分值最高，包括紫坊畔鄉(xiāng)和林鎮(zhèn)鄉(xiāng)2個鄉(xiāng)，該區(qū)各類土地整治項目面積均較大。

表1　風險小區(qū)劃分結果

2.2生境、風險源和生態(tài)受體分析

2.2.1生境和風險源面積。統(tǒng)計得到規(guī)劃區(qū)內4個風險小區(qū)的6種生境面積和3類風險源面積，如表2。

表2　風險小區(qū)內各類生境面積

2.2.2生態(tài)受體分析。在綜合分析規(guī)劃區(qū)內生態(tài)環(huán)境的基礎之上，將生態(tài)受體確定為土壤、水環(huán)境、生物物種及景觀格局。

2.3構建概念模型建立規(guī)劃區(qū)生態(tài)風險暴露-響應概念模型(表3)，反映研究區(qū)內風險源、生境、生態(tài)受體的暴露-響應路徑。

表3　土地整治規(guī)劃生態(tài)風險暴露-響應概念模型

主要的脅迫因子有D(擾亂)、C(污染)、ES(物種入侵)、T(有毒物質)、SE(沉降效應)、N(營養(yǎng)物質)、WS(固體廢棄物)和IC(切割廊道作用)[19]等；各生態(tài)受體隨即產生的響應方式有LC(土壤污染)、SF(土壤肥力下降)、SC(水文結構變化)、G(地下水位降低)、WP(水污染)、M(物種多樣性)、DP(生物布局改變)、SW(景觀穩(wěn)定性減弱)、S(景觀單一化)以及F(景觀完整性降低)[19]等。

2.4暴露-危害分析

2.4.1風險源密度與生境豐度。由表2統(tǒng)計所得的4個風險小區(qū)3類風險源與6種生境的面積，計算風險源密度和生境豐度(表4)。

表4　各風險小區(qū)風險源密度與生境豐度

2.4.2暴露系數。統(tǒng)計3種風險源在6類生境中的面積，依據式(2)計算風險源相對于生境的暴露系數(表5)。

表5各類風險源對不同生境的暴露系數

Table5Exposurefactorsofdifferenttypesofrisksourcestodifferenthabitats

生境Habitat農用地整治Farmlandconsolidation農村居民點整治Villagerenovation采礦廢棄地復墾Miningaband-onedlandreclamation耕地Arableland0.840.000.00林地Woodland0.000.000.00牧草地Grassland0.010.000.00采礦用地Miningland0.000.008.50農村居民點Village0.004.300.00其他農用地Otheragriculturalland0.020.000.00

由表5可知，農用地整治的主要對象是耕地，其次為牧草地和其他農用地；農村居民點整治的主要對象為靠山窯洞和廢舊莊基；采礦廢棄地復墾則以自然災害災毀地、石油工礦廢棄地及其周邊生態(tài)環(huán)境遭到破壞的區(qū)域為主要整治對象。

2.4.3響應系數。綜合分析生境和生態(tài)受體之間的關聯(lián)度，用“弱、較弱、中、較強、強”來表示生態(tài)受體對風險源的響應程度[19]，依次賦值為0.1、0.3、0.5、0.7、0.9(表6)。

因其影響程度不同，同一風險源對不同的生態(tài)受體而言，其值各有差異；對于各風險小區(qū)，概念模型給出的風險源未必悉數出現，則與之對應的路徑不存在，其響應系數為0(如采礦用地-生物物種、農村居民點-生物物種的暴露方式此刻不存在，即相應暴露系數為0)。

表6　各風險小區(qū)生境-生態(tài)受體響應系數

2.5風險表征根據式(3)計算各評價單元的相對風險值RSi(圖1)。為求風險管理決策的準確與客觀，對生境和生態(tài)受體也進行計算，得到相應的相對風險值RSk(圖2)與RSm(圖3)。

由圖1可知，Ⅰ～Ⅳ區(qū)的相對生態(tài)風險值依次為3.81、8.69、10.52和1.69，并由低而高依次分為低、中、較高和高4個風險等級(圖4)。其中，農用地整治相對風險值最大的是Ⅲ區(qū)，采礦廢棄地復墾的相對風險值 Ⅱ 區(qū)和 Ⅲ 區(qū)顯著高于其他；Ⅰ 區(qū)和 Ⅲ 區(qū)農村居民點整治的相對風險值較高。

圖2中，Ⅰ 區(qū)農村居民點的相對風險值最大，Ⅱ 區(qū)和Ⅲ區(qū)采礦用地的相對風險值為各生境之最，Ⅳ區(qū)各生境的相對風險值基本持平。

就生態(tài)受體而言(圖3)，各風險小區(qū)相對風險普遍較高的是土壤和水環(huán)境，由此看來，規(guī)劃實施過程中，不合理的土地整治活動加劇了土地退化，使水體受到污染；生物物種和景觀格局在 Ⅱ 區(qū)的生態(tài)風險遠高于其他各區(qū)，這就足以說明，Ⅱ 區(qū)所涵蓋地區(qū)，不恰當的整治措施對生物多樣性造成極大威脅，更進一步降低了景觀的完整性。

圖1　華池縣土地整治規(guī)劃相對生態(tài)風險值Fig.1　Huachi County land consolidation planning ecological risk value

圖2　生境相對風險Fig.2　Habitat relative risk

圖3　生態(tài)受體相對風險Fig.3　Ecological receptors relative risk

圖4　華池縣生態(tài)風險評價等級劃分結果Fig.4　Huachi County ecological risk evaluation grading map

2.6規(guī)劃風險管理

(1)高風險區(qū)在西北部丘陵溝壑區(qū)(元城鎮(zhèn))、隴東黃土高原丘陵溝壑區(qū)(五蛟鄉(xiāng))和子午嶺邊緣丘陵溝壑區(qū)(城壕鄉(xiāng))均有分布，區(qū)內溝壑縱橫，地形破碎，水土流失嚴重，破壞性自然災害頻發(fā)。整個規(guī)劃期，安排在該區(qū)的采礦廢棄地復墾項目規(guī)模最大，所以，必須開展對廢舊礦區(qū)及其周邊自然環(huán)境的綜合整治，將自然恢復與工程、生物措施進行有機結合，使地力盡快得到提升，自然環(huán)境狀況有所好轉。

(2)較高風險區(qū)主要分布在北部丘陵溝壑區(qū)，境內水資源和石油資源相對豐富，有一定的森林資源，天然草場廣布；但水土保持能力差，水土流失面積大，發(fā)生自然災害時，其抵御能力表現得很差；整個規(guī)劃期，各種土地整治項目在該區(qū)安排較多，且立地條件較為復雜，規(guī)劃實施難度大。因此，土地整治活動始終要以保護自然資源和防止水土流失為主。

(3)中風險區(qū)位于西北部丘陵溝壑區(qū)(喬川鄉(xiāng))、西南部殘塬溝壑區(qū)(王咀子鄉(xiāng)、悅樂鎮(zhèn))及東部子午嶺丘陵溝壑區(qū)(南梁鄉(xiāng)、山莊鄉(xiāng))，該區(qū)農村居民點整治項目規(guī)模最大。對廢棄、閑置院落和廢舊莊基進行整頓，提高農村建設用地的利用效率，善借各種社會資源及環(huán)保政策，改善農村人居環(huán)境，建設美麗鄉(xiāng)村[20]。

(4)低風險區(qū)位于東北部黃綿土梁峁溝壑區(qū)(紫坊畔鄉(xiāng))和子午嶺邊緣地帶(林鎮(zhèn)鄉(xiāng))，相比之下，其相對生態(tài)風險值為各區(qū)中最低，但該區(qū)農用地整治項目的規(guī)模最大。規(guī)劃實施過程中，要特別注重對耕地尤其是對基本農田的建設和保護，優(yōu)先開發(fā)利用撂荒、閑置以及利用效率較低的土地，構建農村環(huán)境監(jiān)管體系，積極倡導公眾參與[21]，保護森林資源，禁止亂砍濫伐，并考慮將生態(tài)脆弱的部分土地進行退耕還林還草。

3　結論

該研究采用相對風險模型對《華池縣土地整治總體規(guī)劃(2010—2020年)》進行生態(tài)風險評價，經測算得到Ⅰ～Ⅳ區(qū)的風險值依次為3.81、8.69、10.52、1.69，并據此將華池縣土地整治相對生態(tài)風險劃分為低、中、較高和高4個等級，從整個規(guī)劃區(qū)來看，大致呈北高南低態(tài)勢。受地形地貌等自然條件限制，未利用土地開發(fā)難度較大，加之待開發(fā)土地的利用潛力比較小，建議將此類土地的開發(fā)、復墾和耕地整理結合起來，歸并零散地塊；農村居民點整治的主要對象為靠山窯洞，受黃土易崩塌的影響，莊基需要不斷更新，因分布零散，較少形成整治規(guī)模，整治難度相應增加；在采礦廢棄地復墾的過程中，因壓占、挖損等破壞植被，改變原有田、林、草生態(tài)系統(tǒng)及污染地下水等，亟待開展廢棄礦區(qū)生態(tài)環(huán)境的全方位、多層次的綜合治理。

[1] 王秋兵.土地資源學[M].北京：中國農業(yè)出版社,2002:241-265.

[2] 鄖宛琪,朱道林,湯懷志.中國土地整治戰(zhàn)略重塑與創(chuàng)新[J].農業(yè)工程學報,2016,32(4):1-8.

[3] 李冰清,王占岐,金貴.新農村建設背景下的土地整治項目績效評價[J].中國土地科學,2015,29(3):68-74,96.

[4] 馮應斌,楊慶媛.轉型期中國農村土地綜合整治重點領域與基本方向[J].農業(yè)工程學報,2014,30(1):175-182.

[5] 王軍,鐘莉娜.土地整治工作中生態(tài)建設問題及發(fā)展建議[J].農業(yè)工程學報,2017,33(5):308-314.

[6] 吳林,張鴻輝,王慎敏,等.基于柵格數據空間分析的土地整理生態(tài)評價:以江西省南康市鳳崗鎮(zhèn)為例[J].中國土地科學,2005,19(3):24-28.

[7] 孫興志.農村土地整治生態(tài)風險管理探究[J].南方農業(yè),2017,11(1):110,115.

[8] LANDIS W G,WEIGERS J A.Design considerational a suggested approach for regional and comparative ecological risk assessment[J].Human and ecological risk assessment,1997,3(3):287-297.

[9] LANDIS W G,WIEGERS J K.Ten years of the relative risk model and regional scale ecological risk assessment[J].Human and ecological risk assessment:An international journal,2007,13(1):25-38.

[10] 王常穎,張杰,辛紅梅,等.基于景觀格局的海島開發(fā)潛在生態(tài)風險評價[J].生態(tài)學報,2008,28(6):2811-2817.

[11] WANG X L,ZHANG J.A nonlinear model for assessing multiple probabilistic risks:A case study in South five-island of Changdao National Nature Reserve in China[J].Journal of environmental management,2006,85(4):1101-1108.

[12] 付光輝,陳慧.土地整理生態(tài)風險的暴露和危害分析[J].科技信息,2011(29):35-36.

[13] 張偉.基于RRM模型的神木縣土地整治規(guī)劃生態(tài)風險評價[D].西安：長安大學，2014.

[14] 貢璐,鞠強,潘曉玲.博斯騰湖區(qū)域景觀生態(tài)風險評價研究[J].干旱區(qū)資源與環(huán)境,2007,21(1):27-31.

[15] 丁暉,徐海根,吳翼,等.生物多樣性風險評估方法和案例研究[J].生態(tài)與農村環(huán)境學報,2014,30(1):90-95.

[16] 顏磊,許學工.區(qū)域生態(tài)風險評價研究進展[J].地域研究與開發(fā),2010,29(1):113-118.

[17] 馬祿義,許學工.基于氣象災害的青島市域生態(tài)風險評價[J].城市環(huán)境與城市生態(tài),2010,23(4):1-5.

[18] 王小龍.海島生態(tài)系統(tǒng)風險評價方法及應用研究[D].北京：中國科學院研究生院，2006.

[19] 劉曉,蘇維詞,王錚,等.基于RRM模型的三峽庫區(qū)重慶開縣消落區(qū)土地利用生態(tài)風險評價[J].環(huán)境科學學報,2012,32(1):248-256.

[20] 姚忠,辛在軍,吳永明,等.日本里山環(huán)境管理模式及對我國新農村建設的啟示[J].生態(tài)與農村環(huán)境學報,2017,33(9):769-774.

[21] 鞠昌華,朱琳,朱洪標,等.我國農村環(huán)境監(jiān)管問題探析[J].生態(tài)與農村環(huán)境學報,2016,32(5):857-862.