馬守臣，謝放放，丁 翠,2，張合兵

基于四象限模型煤糧復(fù)合區(qū)景觀生態(tài)質(zhì)量時(shí)空變化及影響因素

馬守臣1，謝放放1，丁 翠1,2，張合兵1

（1. 河南理工大學(xué)測(cè)繪與國(guó)土信息工程學(xué)院，焦作 454000；2. 河南省地質(zhì)物探測(cè)繪技術(shù)有限公司，鄭州 450000）

在煤糧復(fù)合區(qū)，煤炭開(kāi)采通過(guò)影響區(qū)域的景觀格局，不斷地沖擊著原有農(nóng)業(yè)景觀生態(tài)系統(tǒng)的功能和過(guò)程，對(duì)該區(qū)域的景觀生態(tài)質(zhì)量及其影響因素進(jìn)行分析對(duì)于礦區(qū)生態(tài)治理具有重要的理論意義和實(shí)踐價(jià)值。該研究以河南省輝縣市趙固煤礦為例，以行政村為評(píng)價(jià)單元，采用四象限模型對(duì)研究區(qū)景觀生態(tài)質(zhì)量進(jìn)行了綜合評(píng)價(jià)。結(jié)果表明：1）受煤炭開(kāi)采活動(dòng)和土地生態(tài)整治的影響，2008—2016年，研究區(qū)耕地面積總體上呈現(xiàn)先減少后增加的變化趨勢(shì)，耕地主要向建設(shè)用地和水域轉(zhuǎn)移。建設(shè)用地呈現(xiàn)先增加后減少的變化趨勢(shì)，建設(shè)用地主要向水域和耕地轉(zhuǎn)移。2）研究區(qū)的景觀穩(wěn)定性指數(shù)呈現(xiàn)先減少后增加的變化趨勢(shì)，而景觀干擾性指數(shù)呈現(xiàn)先增加后減少的變化特征。3）研究區(qū)景觀生態(tài)質(zhì)量在時(shí)間尺度上呈現(xiàn)“良好—較差—較好”的變化特征。2008年，礦井建設(shè)及開(kāi)采初期研究區(qū)景觀生態(tài)質(zhì)量整體上較好。隨著開(kāi)采活動(dòng)增強(qiáng)，到2011年研究區(qū)景觀干擾程度增加和穩(wěn)定程度降低，造成區(qū)域景觀生態(tài)質(zhì)量下降。2014年后大規(guī)模土地復(fù)墾使研究區(qū)土地利用率增加，大面積沉陷水域改善了區(qū)域景觀結(jié)構(gòu)，景觀系統(tǒng)穩(wěn)定性增加。4）在空間尺度上，受開(kāi)采活動(dòng)和土地生態(tài)整治的影響，礦區(qū)采點(diǎn)附近村莊景觀生態(tài)質(zhì)量呈現(xiàn)先變差后好轉(zhuǎn)的變化趨勢(shì)，遠(yuǎn)離礦區(qū)開(kāi)采點(diǎn)的村莊有略微變差的趨勢(shì)?？傮w上，與2011年相比，2016年質(zhì)量為優(yōu)的村莊數(shù)量和面積增加，質(zhì)量為差的村莊數(shù)量和面積減少，但與2008年相比，2016年質(zhì)量為優(yōu)的村莊數(shù)量和面積仍是減少，質(zhì)量為差的區(qū)域的村莊數(shù)量和面積仍是增加，表明研究區(qū)景觀生態(tài)質(zhì)量雖有所改善，但仍未恢復(fù)到受擾動(dòng)前的景觀生態(tài)質(zhì)量水平。

土地利用；景觀；生態(tài)；煤糧復(fù)合區(qū)；四象限模型；景觀穩(wěn)定性；景觀干擾

0 引 言

中國(guó)煤炭生產(chǎn)大省中有12個(gè)是糧食主產(chǎn)區(qū)，煤炭與糧食復(fù)合生產(chǎn)區(qū)（簡(jiǎn)稱“煤糧復(fù)合區(qū)”）是國(guó)家安全戰(zhàn)略體系中的重要區(qū)域，它關(guān)系國(guó)家的糧食安全、能源安全和生態(tài)安全[1]。礦區(qū)建設(shè)和開(kāi)采活動(dòng)不但會(huì)改變?cè)械耐恋乩梅绞?，也將?duì)區(qū)域景觀格局將產(chǎn)生重要影響[2-3]。在煤糧復(fù)合區(qū)，煤炭開(kāi)采活動(dòng)不斷的沖擊著原有農(nóng)業(yè)景觀生態(tài)系統(tǒng)，改變著生態(tài)系統(tǒng)的功能和過(guò)程，從而造成植被覆蓋度降低、生物多樣性下降、土地質(zhì)量退化、環(huán)境惡化等嚴(yán)重的生態(tài)問(wèn)題[4-5]。此外，開(kāi)采沉陷不但改變了區(qū)域地形、地貌，而且對(duì)礦區(qū)耕地和居民點(diǎn)造成嚴(yán)重破壞[6]。耕地遭到破壞無(wú)疑會(huì)影響到耕地的生產(chǎn)功能，從而造成大量耕地棄耕荒蕪，而居民點(diǎn)的破壞則造成大量村莊廢棄地，從而對(duì)區(qū)域農(nóng)業(yè)景觀造成嚴(yán)重干擾，使礦區(qū)原有農(nóng)業(yè)景觀生態(tài)系統(tǒng)組分及其結(jié)構(gòu)遭到嚴(yán)重破壞，造成景觀破碎化程度加大，景觀穩(wěn)定性降低、景觀生態(tài)質(zhì)量嚴(yán)重下降[7-8]。這些環(huán)境問(wèn)題的存在，使礦區(qū)成為資源、環(huán)境與人口矛盾相對(duì)集中顯現(xiàn)的區(qū)域。因此，對(duì)煤糧復(fù)合區(qū)的景觀生態(tài)質(zhì)量及其影響因素進(jìn)行分析對(duì)于礦區(qū)生態(tài)治理具有重要的理論意義和實(shí)踐價(jià)值。

景觀生態(tài)質(zhì)量是指景觀尺度生態(tài)系統(tǒng)維持自身結(jié)構(gòu)與功能穩(wěn)定性和抵御外界干擾的能力，景觀生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性主要取決于景觀生態(tài)系統(tǒng)受干擾程度和穩(wěn)定程度[9]。當(dāng)前國(guó)內(nèi)外學(xué)者對(duì)景觀生態(tài)質(zhì)量的研究主要集中于在評(píng)價(jià)指標(biāo)體系[10]、空間格局和時(shí)空變化[11-12]等方面，且多是進(jìn)行景觀生態(tài)質(zhì)量的定性描述。近年來(lái)不同學(xué)者從靜態(tài)或動(dòng)態(tài)角度對(duì)不同區(qū)域景觀生態(tài)質(zhì)量進(jìn)行了研究。在靜態(tài)方面，周利軍等[13]運(yùn)用ArcGIS的空間分析工具，從植被覆蓋度、生物豐富度、外界干擾指數(shù)、土壤侵蝕度和景觀破碎度等方面研究了綏化市生態(tài)環(huán)境質(zhì)量狀況。唐樂(lè)樂(lè)[14]從景觀生態(tài)功能、生態(tài)結(jié)構(gòu)、生態(tài)效應(yīng)之間的協(xié)調(diào)性出發(fā)，對(duì)開(kāi)封市景觀生態(tài)質(zhì)量進(jìn)行了評(píng)價(jià)。張暉等[15]選取干旱指數(shù)、植被類型、降水侵蝕力值、地形等評(píng)價(jià)指標(biāo)，對(duì)水土流失嚴(yán)重的黑河流域的景觀生態(tài)進(jìn)行了評(píng)價(jià)。孟偉[16]選取邊緣密度、斑塊密度、草地超載率、受保護(hù)區(qū)域面積比例等指標(biāo)，對(duì)黃河源區(qū)的景觀生態(tài)質(zhì)量進(jìn)行了評(píng)價(jià)。在動(dòng)態(tài)研究方面，安靜等[17]利用遙感、地理信息技術(shù)從景觀穩(wěn)定和干擾程度方面建立評(píng)價(jià)模型，評(píng)價(jià)了南京仙林新市區(qū)城市化進(jìn)程中的景觀生態(tài)質(zhì)量的時(shí)空變化。許洛源等[18]基于土地利用角度從景觀受干擾度、景觀穩(wěn)定性和產(chǎn)出功能三方面構(gòu)建評(píng)價(jià)指標(biāo)體系對(duì)福建海壇島景觀生態(tài)進(jìn)行了評(píng)定。此外，一些學(xué)者也將景觀生態(tài)質(zhì)量評(píng)價(jià)方法應(yīng)用于土地整理項(xiàng)目區(qū)的生態(tài)效應(yīng)研究中，如Bonfanti等[19]選用斑塊密度、平均斑塊面積大小、景觀多樣性指數(shù)以及各土地利用類型的百分比等指標(biāo)研究了意大利北部的土地整理區(qū)景觀生態(tài)質(zhì)量變化；Sklenicka等[20]選取了斑塊面積、邊緣密度、異質(zhì)性和連通性等景觀指數(shù)，對(duì)捷克土地整理區(qū)的景觀生態(tài)質(zhì)量進(jìn)行了評(píng)價(jià)。安晨[21]運(yùn)用網(wǎng)絡(luò)分析、空間分析、景觀格局分析等方法，研究貴州道真縣土地整理區(qū)整理前后景觀生態(tài)效應(yīng)的變化情況?？梢?jiàn)，針對(duì)不同的評(píng)價(jià)區(qū)域，不同研究者采用了不同的指標(biāo)與方法對(duì)區(qū)域的景觀生態(tài)質(zhì)量進(jìn)行評(píng)價(jià)，從而為區(qū)域的生態(tài)治理提供了重要指導(dǎo)作用。

在煤糧復(fù)合區(qū)，農(nóng)業(yè)景觀和礦區(qū)景觀并存且相互影響，煤炭開(kāi)采沉陷會(huì)使區(qū)域景觀斑塊發(fā)生顯著變化，從而影響區(qū)域的景觀生態(tài)效應(yīng)。然而，當(dāng)前針對(duì)煤糧復(fù)合區(qū)景觀生態(tài)質(zhì)量時(shí)空變化及其影響因素方面的研究較少。近年來(lái)，一些學(xué)者從礦區(qū)尺度對(duì)景觀格局變化、景觀生態(tài)評(píng)價(jià)[22-23]以及土地復(fù)墾前后土地利用景觀格局變化[11]和復(fù)墾景觀的生態(tài)質(zhì)量[8]進(jìn)行了研究，且取得了較好的研究成果，但這些研究大都以空間宏觀尺度定性分析為主導(dǎo)，而忽視影響因素的時(shí)空變化分析，從而造成評(píng)價(jià)結(jié)果科學(xué)性不高。在煤糧復(fù)合區(qū)，村莊密集開(kāi)采活動(dòng)造成的村莊塌陷和搬遷導(dǎo)致村域之間景觀要素呈現(xiàn)不同狀態(tài)，進(jìn)而在村域間呈現(xiàn)出景觀生態(tài)質(zhì)量時(shí)空差異。區(qū)域景觀生態(tài)質(zhì)量的主要衡量標(biāo)準(zhǔn)為景觀生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性，它取決于生態(tài)系統(tǒng)本身的穩(wěn)定程度與外部干擾程度[10]。因此，本研究以河南省焦煤集團(tuán)趙固煤礦的煤糧復(fù)合區(qū)為研究區(qū)，從景觀穩(wěn)定程度、干擾程度兩個(gè)方面構(gòu)建研究區(qū)景觀生態(tài)質(zhì)量評(píng)價(jià)指標(biāo)體系，基于四象限模型以行政村為評(píng)價(jià)單元對(duì)研究區(qū)景觀生態(tài)質(zhì)量進(jìn)行評(píng)價(jià)，不僅可為區(qū)域土地生態(tài)整治和生態(tài)景觀規(guī)劃提供切實(shí)可行的理論依據(jù)，而且對(duì)區(qū)域未來(lái)農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展也具有重要的指導(dǎo)意義。

1 研究區(qū)概況與數(shù)據(jù)來(lái)源

1.1 研究區(qū)概況

河南省焦作煤業(yè)集團(tuán)趙固煤礦位于新鄉(xiāng)市輝縣市南部（35°23′～35°28′ N，113°33′～113°57′ E），圖1為研究區(qū)示意圖。礦區(qū)影響范圍涉及趙固鄉(xiāng)、占城鎮(zhèn)、北云門鎮(zhèn)、冀屯鎮(zhèn)、峪河鎮(zhèn)、大塊鎮(zhèn)和孟莊鎮(zhèn)7個(gè)鄉(xiāng)鎮(zhèn)，1個(gè)街道辦事處，共95個(gè)村莊，面積18 547.85 hm2。研究區(qū)屬暖溫帶大陸性季風(fēng)氣候，年平均氣溫14 ℃，年平均降水量603～713 mm，年均蒸發(fā)量2 039 mm。該區(qū)域的主要土壤類型為褐土，土壤以壤土為主。2018年開(kāi)始建礦，趙固一礦平均煤層厚度5.29 m，趙固二礦平均煤層厚度6.16 m。礦區(qū)潛水位較高，地表沉陷后，會(huì)迅速出現(xiàn)積水區(qū)。近年來(lái)，大規(guī)模的煤炭開(kāi)采嚴(yán)重破壞了當(dāng)?shù)氐母刭Y源，大量耕地出現(xiàn)了地表沉降。已造成塌陷區(qū)面積約2 000 hm2，其中穩(wěn)定塌陷區(qū)約1 200 hm2，動(dòng)態(tài)塌陷區(qū)約800 hm2。為了改善礦區(qū)生態(tài)狀況，當(dāng)?shù)卣?013年來(lái)對(duì)部分沉陷區(qū)和村莊廢棄地進(jìn)行了土地充填復(fù)墾，并對(duì)沉陷水域進(jìn)行了生態(tài)整治，其中趙固一礦采煤沉陷區(qū)，一期、二期生態(tài)治理工程已達(dá)200 hm2以上，趙固二礦采煤沉陷區(qū)，生態(tài)治理工程已達(dá)350 hm2以上。復(fù)墾后土地主要用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)，整治后水域主要用于水產(chǎn)養(yǎng)殖和休閑觀光。

1.2 數(shù)據(jù)來(lái)源

文章數(shù)據(jù)主要來(lái)源于多時(shí)相遙感影像，根據(jù)趙固煤礦開(kāi)采時(shí)間及生產(chǎn)周期，選擇2008年、2011年、2014年和2016年的4期遙感影像數(shù)據(jù)作為數(shù)據(jù)源（數(shù)據(jù)源類型及獲取時(shí)間見(jiàn)表1），利用ENVI5.1對(duì)影像進(jìn)行輻射定標(biāo)、大氣校正和幾何校正等預(yù)處理，采用監(jiān)督分類將研究區(qū)景觀類型分為耕地、建設(shè)用地、林地、水域及未利用地等5種類型，對(duì)監(jiān)督分類結(jié)果進(jìn)行分類后處理，結(jié)合Google Earth歷史影像及輝縣市2013年土地利用變更調(diào)查數(shù)據(jù)對(duì)分類結(jié)果進(jìn)行校核。遙感影像分類后，對(duì)分類精度進(jìn)行評(píng)價(jià)，確定分類結(jié)果的準(zhǔn)確性和可靠性，以檢驗(yàn)分類結(jié)果是否能夠滿足研究需要。本次精度評(píng)價(jià)采用整體分類精度和Kappa系數(shù)對(duì)分類結(jié)果進(jìn)行整體衡量。結(jié)果顯示4 期遙感影像分類結(jié)果的整體分類精度、Kappa 系數(shù)均在 0.85以上，分類結(jié)果能夠滿足研究需要。景觀生態(tài)質(zhì)量評(píng)價(jià)所需的基礎(chǔ)地理數(shù)據(jù)包括村級(jí)、鄉(xiāng)級(jí)、縣級(jí)行政邊界數(shù)據(jù)、礦區(qū)范圍界限等數(shù)據(jù)。

表1 遙感影像數(shù)據(jù)來(lái)源

圖1 研究區(qū)示意圖

2 礦區(qū)景觀生態(tài)質(zhì)量評(píng)價(jià)方法

2.1 評(píng)價(jià)單元及其指標(biāo)體系

科學(xué)選擇評(píng)價(jià)單元和評(píng)價(jià)指標(biāo)體系對(duì)評(píng)價(jià)結(jié)果至關(guān)重要。本研究綜合考慮數(shù)據(jù)獲取的難易程度及區(qū)域受影響特征，選取以行政村為評(píng)價(jià)單元。景觀生態(tài)質(zhì)量取決景觀生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性，而穩(wěn)定性的高低又取決于系統(tǒng)自身的穩(wěn)定程度及受外界干擾程度[18]。因此，本研究根據(jù)煤糧復(fù)合區(qū)自然概況和特殊的區(qū)域干擾特征，從景觀穩(wěn)定程度、干擾程度兩個(gè)方面構(gòu)建評(píng)價(jià)指標(biāo)體系，并采用層次分析法和熵權(quán)法相結(jié)合的主客觀賦權(quán)法計(jì)算各指標(biāo)相應(yīng)的權(quán)重（表2）。

表2 景觀生態(tài)質(zhì)量評(píng)價(jià)指標(biāo)體系及其權(quán)重

2.2 礦區(qū)景觀生態(tài)質(zhì)量評(píng)價(jià)模型

2.2.1 指標(biāo)標(biāo)準(zhǔn)化及指數(shù)計(jì)算

各評(píng)價(jià)指標(biāo)的單位往往不一致，為了消除評(píng)價(jià)指標(biāo)數(shù)據(jù)的單位限制，使指標(biāo)之間具有可比性，常需要對(duì)獲取指標(biāo)的原始數(shù)據(jù)進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)化處理，使其轉(zhuǎn)化為無(wú)量綱的純數(shù)值。本文選取Min-max標(biāo)準(zhǔn)化方法處理原始數(shù)據(jù)。Min-max標(biāo)準(zhǔn)化方法的計(jì)算公式如下

式中Y為標(biāo)準(zhǔn)化后的標(biāo)準(zhǔn)值，X為原指標(biāo)值，max為最大值，min為最小值。

景觀穩(wěn)定性指數(shù)LSI和景觀干擾性指數(shù)LDI計(jì)算公式分別為

式中：Q、R分別為標(biāo)準(zhǔn)化后的各穩(wěn)定程度、干擾程度指標(biāo)值；W、W分為穩(wěn)定程度、干擾程度各指標(biāo)權(quán)重；為評(píng)價(jià)指標(biāo)的個(gè)數(shù)，LSI、LDI值在0～1之間。

2.2.2 四象限模型

四象限模型是將定性與定量分析結(jié)合起來(lái)研究房地產(chǎn)市場(chǎng)變化的一種工具。隨著學(xué)科的融合和發(fā)展，該模型也逐漸應(yīng)用于其他領(lǐng)域[24]。本研究將四象限模型應(yīng)用到景觀生態(tài)質(zhì)量評(píng)價(jià)中，旨在以動(dòng)靜相結(jié)合的方式全面分析景觀生態(tài)質(zhì)量的變化特征。該模型以景觀穩(wěn)定程度為橫軸，景觀干擾程度為縱軸，劃分出4個(gè)象限，構(gòu)建出四象限模型，以指標(biāo)值所在象限的位置反映不同評(píng)價(jià)單元內(nèi)景觀生態(tài)質(zhì)量的差異程度（如表3），并基于ArcGIS中的自然斷點(diǎn)法，對(duì)95個(gè)評(píng)價(jià)單元中的景觀穩(wěn)定程度和景觀干擾程度的各指數(shù)進(jìn)行區(qū)間劃分，得到景觀指數(shù)的四象限分區(qū)表（表4）。

表3 景觀生態(tài)質(zhì)量的四象限評(píng)價(jià)

表4 景觀指數(shù)的四象限分區(qū)表

3 結(jié)果與分析

3.1 土地利用類型變化分析

煤炭開(kāi)采造成區(qū)域各土地利用類型之間相互轉(zhuǎn)換。利用ArcGIS10.1對(duì)研究區(qū)4個(gè)時(shí)期的土地利用圖層進(jìn)行疊加，得到土地利用類型轉(zhuǎn)移矩陣表（表5）。由表5可知，2008—2011年，有297.38 hm2耕地轉(zhuǎn)換為其他地類，其中244.27 hm2耕地轉(zhuǎn)化為建設(shè)用地；有27.40 hm2其他地類轉(zhuǎn)化為耕地，耕地總體呈現(xiàn)下降趨勢(shì)。建設(shè)用地主要向水域和耕地轉(zhuǎn)移，建設(shè)用地減少69.70 hm2，其中有28.98 hm2建設(shè)用地轉(zhuǎn)換為水域；建設(shè)用地增加255.99 hm2，95%來(lái)源于耕地。水域變化趨勢(shì)也較明顯，共有69.26hm2其他地類轉(zhuǎn)換為水域，其中耕地39.96 hm2、建設(shè)用地28.98 hm2。2011—2014年，有148.84 hm2耕地轉(zhuǎn)化為其他地類，其中有97.53 hm2耕地轉(zhuǎn)化為建設(shè)用地。有109.98 hm2其他地類轉(zhuǎn)化為耕地，耕地面積小幅度降低。有141.69 hm2建設(shè)用地轉(zhuǎn)換為其他地類，其中97.99 hm2建設(shè)用地轉(zhuǎn)換為耕地。有109.52 hm2其他地類轉(zhuǎn)換為建設(shè)用地，主要是耕地轉(zhuǎn)換為建設(shè)用地，建設(shè)用地總體上呈現(xiàn)遞減的趨勢(shì)。2011—2014年，水域面積繼續(xù)擴(kuò)大，大部分水域仍是由耕地和建設(shè)用地轉(zhuǎn)化而來(lái)。2014—2016年，只有28.32 hm2耕地轉(zhuǎn)化為其他地類，89.26 hm2其他地類轉(zhuǎn)化為耕地，耕地面積增加；有84.57 hm2建設(shè)用地轉(zhuǎn)換為其他地類，只有11.39 hm2其他地類轉(zhuǎn)換為建設(shè)用地，建設(shè)用地總面積減少。有37.51 hm2其他地類轉(zhuǎn)換為水域，其中有16.54 hm2耕地轉(zhuǎn)換為水域，有16.22 hm2建設(shè)用地轉(zhuǎn)換為水域；有43.84 hm2水域轉(zhuǎn)換為其他地類，其中大部分水域轉(zhuǎn)換為耕地，水域面積減少?？傮w來(lái)看，2008—2016年，耕地面積總體上呈現(xiàn)先減少后增加的變化趨勢(shì)，耕地主要向建設(shè)用地和水域轉(zhuǎn)移。建設(shè)用地呈現(xiàn)先增加后減少的變化趨勢(shì)，建設(shè)用地主要向水域和耕地轉(zhuǎn)移。研究區(qū)林地總體變化幅度不大，未利用地面積逐年增多，到2016年未利用地增加到61.28 hm2。

3.2 景觀穩(wěn)定性指數(shù)和景觀干擾性指數(shù)變化特征

景觀干擾度是生態(tài)系統(tǒng)受外界干擾的程度，對(duì)研究區(qū)景觀干擾性進(jìn)行研究，可反映開(kāi)采活動(dòng)對(duì)景觀生態(tài)效應(yīng)的影響程度，也可以指出采礦活動(dòng)對(duì)景觀生態(tài)質(zhì)量的潛在威脅。受煤炭開(kāi)采和土地整治活動(dòng)的影響，研究區(qū)2008—2016景觀干擾性指數(shù)呈現(xiàn)先增加后減少的變化特征（圖2）。在影響景觀干擾度指標(biāo)體系中建設(shè)用地干擾度指數(shù)、單一化土地利用優(yōu)勢(shì)度指數(shù)、景觀破碎度指數(shù)與景觀干擾性指數(shù)呈現(xiàn)相同的變化趨勢(shì)，均表現(xiàn)出先增加后降低的變化趨勢(shì)；景觀穩(wěn)定程度是生態(tài)系統(tǒng)對(duì)外界干擾所表現(xiàn)出來(lái)的一種自身的反應(yīng)能力，對(duì)景觀穩(wěn)定性進(jìn)行研究，能更直觀的體現(xiàn)出系統(tǒng)自身能力對(duì)生態(tài)效應(yīng)的影響程度。通過(guò)分析研究區(qū)的景觀穩(wěn)定性指數(shù)表明，研究區(qū)2008—2016年景觀穩(wěn)定性指數(shù)呈現(xiàn)先減少后增加的變化趨勢(shì)（圖3），與干擾度指數(shù)呈現(xiàn)相反的變化趨勢(shì)。在影響景觀穩(wěn)定性指標(biāo)體系中水域面積指數(shù)在評(píng)價(jià)周期內(nèi)呈增加趨勢(shì)，而景觀多樣性指數(shù)、土地利用結(jié)構(gòu)指數(shù)、植被覆蓋度指數(shù)與景觀穩(wěn)定性指數(shù)的變化趨勢(shì)一致。2011—2014年，受開(kāi)采活動(dòng)的影響研究區(qū)景觀多樣性指數(shù)、土地利用結(jié)構(gòu)指數(shù)、植被覆蓋度指數(shù)均呈降低趨勢(shì)。2014年后，受礦區(qū)生態(tài)整治的影響，研究區(qū)景觀多樣性指數(shù)、土地利用結(jié)構(gòu)指數(shù)、植被覆蓋度指數(shù)則又呈增加趨勢(shì)。各穩(wěn)定性指數(shù)的增加有利于增強(qiáng)生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性。因此，景觀干擾性和穩(wěn)定性指數(shù)變化特征表明，研究區(qū)景觀生態(tài)效應(yīng)整體上呈現(xiàn)出先變差后好轉(zhuǎn)的變化趨勢(shì)。

表5 2008—2016年土地利用轉(zhuǎn)移矩陣

注：LDI景觀干擾性指數(shù)；R1建設(shè)用地干擾度指數(shù)；R2單一化土地利用優(yōu)勢(shì)度指數(shù)；R3景觀破碎度指數(shù)。

注：LSI景觀穩(wěn)定性指數(shù)；Q1景觀多樣性指數(shù)；Q2土地利用結(jié)構(gòu)指數(shù)；Q3植被覆蓋度指數(shù)；Q4水域面積指數(shù)。

3.3 基于四象限模型的礦區(qū)景觀生態(tài)質(zhì)量評(píng)價(jià)

利用四象限模型以動(dòng)靜相結(jié)合的方式來(lái)評(píng)價(jià)研究區(qū)景觀生態(tài)質(zhì)量，可全面分析區(qū)域景觀生態(tài)質(zhì)量的變化特征。由景觀質(zhì)量時(shí)間變化的四象限分布表（表6）可知，2008年分布在第Ⅰ象限（景觀穩(wěn)定程度高、干擾程度低）、景觀生態(tài)質(zhì)量為優(yōu)的行政村數(shù)為29個(gè)，土地面積為6 187.52 hm2，占土地總面積的33.36%；分布在第Ⅱ象限（景觀穩(wěn)定程度低、干擾程度低）、景觀質(zhì)量一般的行政村數(shù)為27個(gè)，土地面積為5 616.91 hm2，占土地總面積的30.30%；分布在第Ⅲ象限（景觀穩(wěn)定程度低、干擾程度高）景觀質(zhì)量差行政村數(shù)為10個(gè)，土地面積最小，為1 474.34 hm2，占土地總面積的7.95%；分布在第Ⅳ象限（景觀穩(wěn)定程度高、干擾程度高）、景觀質(zhì)量為良的區(qū)域包含29個(gè)行政村，其土地面積為5 257.17 hm2，占土地總面積的28.36%。隨著時(shí)間的推移，質(zhì)量為優(yōu)的行政村數(shù)及其面積均呈現(xiàn)先減后增的趨勢(shì)，到2016年，分布在第Ⅰ象限的行政村較2008年減少7個(gè)，面積減少2 132.49 hm2。景觀質(zhì)量差的區(qū)域呈先增后減的趨勢(shì)，在2011年，分布在第Ⅲ象限的行政村最多（26個(gè)），面積達(dá)到4 259.86 hm2，占評(píng)價(jià)區(qū)域土地總面積的23.05%。景觀質(zhì)量為良的區(qū)域（第Ⅳ象限）也呈先增后減的變化趨勢(shì)，在2011年，受干擾區(qū)域達(dá)到最大值；景觀質(zhì)量一般的區(qū)域（第Ⅱ象限）村數(shù)及其面積呈先減后增的變化趨勢(shì)；在2011年，景觀穩(wěn)定程度低的區(qū)域（第Ⅲ象限）村數(shù)及其面積達(dá)到最小值，生態(tài)系統(tǒng)不穩(wěn)定區(qū)域逐漸增多。

利用ArcGIS10.1軟件，分別將2008—2011年、2011—2014年、2014—2016年的景觀生態(tài)四象限進(jìn)行聯(lián)合，依據(jù)景觀質(zhì)量的變化情況將其變化分為5個(gè)等級(jí)（如表7）。由表7可知，2008—2011年時(shí)間里，研究區(qū)景觀生態(tài)質(zhì)量變化較大，基本不變的區(qū)域?yàn)?7.13%；略微變差和變差的區(qū)域分別占景觀總面積的24.17%、7.48%。略微變差和變差的區(qū)域比例較大，表明景觀生態(tài)系統(tǒng)處于不穩(wěn)定狀態(tài)，景觀生態(tài)質(zhì)量逐漸變差。2011—2014年間，基本穩(wěn)定的區(qū)域提升到69.88%，變好和略微變好的區(qū)域增加、變差和略微變差的區(qū)域有所減少，景觀生態(tài)系統(tǒng)發(fā)生變化并朝著穩(wěn)定的趨勢(shì)發(fā)展，景觀生態(tài)質(zhì)量逐漸變好。2014—2016年間，基本不變的區(qū)域達(dá)到83.30%，逐漸變好的區(qū)域約為2.16%，變差的區(qū)域僅為1.13%，表明景觀生態(tài)系統(tǒng)基本處于穩(wěn)定狀態(tài)，景觀生態(tài)質(zhì)量較2011—2014年有很大的提升，景觀生態(tài)質(zhì)量進(jìn)一步得到改善。但與2008年相比，2016年分布在第Ⅰ象限的村莊數(shù)量和面積仍是減少，分布在第Ⅲ象限的區(qū)域的村莊數(shù)量和面積仍是增加，表明研究區(qū)景觀生態(tài)質(zhì)量雖有所改善，但仍未恢復(fù)到受擾動(dòng)前的景觀生態(tài)質(zhì)量水平。

表6 時(shí)間維度下景觀生態(tài)質(zhì)量變化

表7 景觀生態(tài)質(zhì)量變化的面積與比例

3.4 礦區(qū)景觀生態(tài)質(zhì)量的時(shí)空變化及其影響分析

景觀生態(tài)質(zhì)量是景觀自身穩(wěn)定程度和受干擾程度的綜合體現(xiàn)。景觀穩(wěn)定度越高、干擾度越低的區(qū)域其景觀生態(tài)系統(tǒng)越穩(wěn)定，景觀生態(tài)質(zhì)量越好[12]。根據(jù)景觀穩(wěn)定程度指數(shù)和干擾程度指數(shù)分布規(guī)律，采用ArcGIS10.1做出景觀生態(tài)質(zhì)量的四象限分布圖（圖4）。由圖4所示，研究區(qū)景觀生態(tài)質(zhì)量是一個(gè)動(dòng)態(tài)變化的過(guò)程，其變化趨勢(shì)受時(shí)間、空間的影響，且呈現(xiàn)明顯的區(qū)域性，越靠近開(kāi)采點(diǎn)的村莊，景觀生態(tài)受影響程度越大，景觀生態(tài)質(zhì)量變化越大。景觀生態(tài)質(zhì)量與土地破壞程度、景觀破碎化程度、景觀多樣性等呈較大相關(guān)[25-26]。2008年，受礦井建設(shè)及煤炭開(kāi)采活動(dòng)的影響，礦區(qū)采點(diǎn)周邊區(qū)域景觀受干擾程度較大，景觀穩(wěn)定程度降低，景觀生態(tài)質(zhì)量變差。如：趙固一礦周邊的西北流、東北流及范屯，趙固二礦的西木莊等村受影響程度較大，村莊搬遷造成大量的村莊廢棄地，土地利用率下降，使得這些村莊景觀生態(tài)質(zhì)量分布在第Ⅲ象限（圖4a）。礦區(qū)采點(diǎn)附近其他大部分的區(qū)域受擾動(dòng)程度較輕，景觀類型變化不大，景觀穩(wěn)定程度不變，景觀干擾程度略微升高，景觀生態(tài)質(zhì)量分布在第Ⅳ象限。遠(yuǎn)離采點(diǎn)的區(qū)域受煤炭開(kāi)采影響小，大部分區(qū)域的景觀生態(tài)質(zhì)量分布在第Ⅰ象限。2011年，礦區(qū)周邊景觀受影響的區(qū)域以開(kāi)采點(diǎn)為中心向外擴(kuò)散。如：分布在趙固一礦采點(diǎn)附近的文莊、麻小營(yíng)、南坦等村，分布在趙固二礦采點(diǎn)周邊的大羅召、小羅召、北小營(yíng)、大梁冢等村因煤炭開(kāi)采造成地表沉陷干擾，導(dǎo)致景觀穩(wěn)定性下降，景觀生態(tài)質(zhì)量變差（圖4b）。但遠(yuǎn)離開(kāi)采點(diǎn)的村莊受影響程度較小，整體變化不大。這些變動(dòng)導(dǎo)致區(qū)域景觀生態(tài)質(zhì)量分布逐漸由第Ⅰ象限向第Ⅱ象限、第Ⅳ象限轉(zhuǎn)移，第Ⅱ、Ⅳ象限逐漸向第Ⅲ象限轉(zhuǎn)移，分布在第Ⅰ象限的區(qū)域逐漸減少、分布在第Ⅲ象限的區(qū)域逐漸增多，研究區(qū)景觀生態(tài)質(zhì)量整體呈現(xiàn)下降趨勢(shì)。

林地、水域等生態(tài)用地能提高區(qū)域景觀穩(wěn)定性，通過(guò)土地生態(tài)整治與景觀修復(fù)，增加生態(tài)用地，能改善區(qū)域景觀格局，從而形成新的、穩(wěn)定的景觀生態(tài)系統(tǒng)[26-27]。隨著人們對(duì)礦區(qū)生態(tài)環(huán)境的重視，自2014年起，研究區(qū)開(kāi)始進(jìn)行村莊廢棄地及塌陷耕地的土地復(fù)墾、沉陷積水區(qū)的綜合利用等生態(tài)整治工作，從而使有利于景觀穩(wěn)定的景觀類型增多，景觀穩(wěn)定程度逐漸提升。尤其礦區(qū)復(fù)墾耕地、大面積水域的出現(xiàn)也有效緩解了景觀破碎化程度，增強(qiáng)了景觀穩(wěn)定性，一定程度上改善了區(qū)域的景觀生態(tài)質(zhì)量。如趙固一礦開(kāi)采點(diǎn)附近的東北流、馮官營(yíng)，趙固二礦開(kāi)采點(diǎn)附近的宋坦、東丁莊、姬家寨等村的景觀生態(tài)質(zhì)量分布逐漸由第Ⅱ象限向第Ⅰ象限轉(zhuǎn)移，景觀生態(tài)質(zhì)量呈現(xiàn)變好的趨勢(shì)。但是，遠(yuǎn)離開(kāi)采點(diǎn)的評(píng)價(jià)單元受礦井排水的影響，淺中層地下水被疏干，造成遠(yuǎn)離采點(diǎn)區(qū)域的植被受到影響，景觀生態(tài)質(zhì)量呈現(xiàn)變差的趨勢(shì)（圖4c）。2016年，隨著國(guó)家能源政策調(diào)整和市場(chǎng)需求影響，煤炭生產(chǎn)放緩，煤炭開(kāi)采對(duì)區(qū)域干擾程度的減輕，再加上礦區(qū)土地生態(tài)整治和穩(wěn)定沉陷區(qū)域土地的再利用，使部分受干擾區(qū)域逐漸穩(wěn)定，礦區(qū)附近的村莊生態(tài)環(huán)境得以改善，景觀生態(tài)質(zhì)量逐漸恢復(fù)（圖4d）。因此，與2014年相比，分布在第Ⅰ象限的村莊增多，分布第Ⅲ象限的村莊減少，區(qū)域景觀生態(tài)質(zhì)量有了較大的提高。但是遠(yuǎn)離礦區(qū)沉陷區(qū)的村莊，受礦井排水和地勢(shì)的影響，其地下水位持續(xù)下降，間接影響了植物的生長(zhǎng)，植被覆蓋度降低，景觀生態(tài)質(zhì)量持續(xù)下降。

圖4 2008—2016年景觀生態(tài)質(zhì)量四象限分布圖

4 討 論

土地利用是景觀空間格局的主要決定因素，不斷變化的土地利用過(guò)程，使區(qū)域景觀生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)及其組分也發(fā)生變化，并使景觀破碎化程度加大，從而造成景觀生態(tài)質(zhì)量的下降[28]，但通過(guò)合理的規(guī)劃和管理土地資源，也會(huì)形成較好的景觀生態(tài)環(huán)境[29-30]。煤炭大規(guī)模開(kāi)采導(dǎo)致地面塌陷和耕地?fù)p毀使礦區(qū)景觀破碎化程度加大，但隨著礦區(qū)土地復(fù)墾和生態(tài)治理，景觀破碎化程度減小，對(duì)礦區(qū)景觀起到一定的修改作用[4]。本研究結(jié)果也表明，煤炭開(kāi)采初期景觀破碎化程度指數(shù)增加，但后期的土地復(fù)墾和水域的生態(tài)治理使研究的耕地、水體面積增大，從而降低了區(qū)域的景觀破碎度指數(shù)。因此，分析不同土地利用結(jié)構(gòu)和人為干擾下的景觀生態(tài)質(zhì)量差異性，可為土地規(guī)劃、利用和生態(tài)管理提供理論基礎(chǔ)。煤礦區(qū)作為一個(gè)特殊的復(fù)雜地理區(qū)域，長(zhǎng)時(shí)間、大規(guī)模和高強(qiáng)度煤炭開(kāi)采不可避免地占用和破壞大量土地，使礦區(qū)原有生態(tài)景觀遭到嚴(yán)重破壞，從而造成一系列嚴(yán)重的生態(tài)環(huán)境問(wèn)題[7,31]。一些學(xué)者采用不同評(píng)價(jià)指標(biāo)和方法，從景觀格局[4,11]、植被覆蓋[32]等角度對(duì)礦區(qū)景觀進(jìn)行了評(píng)價(jià)研究，由于不同區(qū)域礦區(qū)的復(fù)雜性，某種方法往往不能全面地反映區(qū)域生態(tài)環(huán)境狀況，因此，選擇合適的評(píng)價(jià)指標(biāo)和方法成為景觀生態(tài)質(zhì)量評(píng)價(jià)研究的關(guān)鍵。景觀生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性取決于景觀生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定程度和系統(tǒng)干擾程度兩大方面，徐嘉興等[8]從生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定與干擾程度兩方面構(gòu)建景觀生態(tài)質(zhì)量評(píng)價(jià)模型，并分析評(píng)價(jià)了區(qū)徐州市賈汪礦區(qū)的景觀生態(tài)質(zhì)量變化，研究結(jié)果表明采礦影響了礦區(qū)景觀生態(tài)質(zhì)量，但通過(guò)復(fù)墾，使采煤塌陷區(qū)的景觀生態(tài)環(huán)境發(fā)生了改善，又成為新的相對(duì)穩(wěn)定的生態(tài)系統(tǒng)，礦區(qū)生態(tài)質(zhì)量總體上呈變好趨勢(shì)。本研究也依據(jù)影響景觀生態(tài)系統(tǒng)受干擾程度和穩(wěn)定程度的相關(guān)因素選取評(píng)價(jià)指標(biāo)，并利用四象限模型來(lái)評(píng)價(jià)研究區(qū)景觀生態(tài)質(zhì)量，研究結(jié)果表明，煤炭開(kāi)采初期由于建設(shè)用地和沉陷區(qū)面積增多使區(qū)域的景觀干擾性指數(shù)增加，景觀穩(wěn)定性指數(shù)降低，從而使區(qū)域景觀生態(tài)質(zhì)量下降，但通過(guò)后期的土地復(fù)墾和對(duì)塌陷積水區(qū)域的生態(tài)治理，降低了區(qū)域的景觀干擾性指數(shù)，并增加景觀穩(wěn)定性指數(shù)，區(qū)域生態(tài)功能增強(qiáng)，生態(tài)效應(yīng)逐漸變好，從而使區(qū)域景觀生態(tài)質(zhì)量好轉(zhuǎn)。此外，本研究利用四象限模型以動(dòng)靜相結(jié)合的方式來(lái)評(píng)價(jià)研究區(qū)景觀生態(tài)質(zhì)量不但從時(shí)間尺度上分析區(qū)域景觀生態(tài)質(zhì)量變化，而且也從空間尺度分析了景觀生態(tài)質(zhì)量時(shí)間變化，因此，本研究更全面反映了區(qū)域景觀生態(tài)質(zhì)量的變化特征。

5 結(jié) 論

基于2008—2016 年間的4 期遙感影像，采用四象限模型對(duì)研究區(qū)景觀生態(tài)質(zhì)量進(jìn)行綜合評(píng)價(jià)表明，受開(kāi)采活動(dòng)和土地生態(tài)整治的影響，研究區(qū)景觀生態(tài)質(zhì)量在不同時(shí)空尺度表現(xiàn)出不同的變化趨勢(shì)。

1）隨煤炭開(kāi)采活動(dòng)的時(shí)空變化，研究區(qū)的景觀穩(wěn)定性指數(shù)呈現(xiàn)先減少后增加的變化趨勢(shì)，而景觀干擾性指數(shù)則呈相反趨勢(shì)，呈現(xiàn)先增加后減少的變化特征。

2）在時(shí)間尺度上，研究區(qū)景觀生態(tài)質(zhì)量呈現(xiàn)“良好—差—較好”的變化特征。2008—2011年，煤炭開(kāi)采活動(dòng)使區(qū)域景觀干擾度增加、穩(wěn)定度降低，造成區(qū)域景觀生態(tài)質(zhì)量下降。2014年后大規(guī)模的土地復(fù)墾和沉陷水域生態(tài)治理使區(qū)域土地利用率增加，改善了區(qū)域景觀結(jié)構(gòu)，景觀系統(tǒng)穩(wěn)定性增加，景觀生態(tài)質(zhì)量呈現(xiàn)好轉(zhuǎn)的趨勢(shì)。

3）在空間尺度上，礦區(qū)采點(diǎn)附近村莊景觀生態(tài)質(zhì)量呈現(xiàn)先變差后好轉(zhuǎn)的變化趨勢(shì)，遠(yuǎn)離礦區(qū)采點(diǎn)的村莊有略微變差的趨勢(shì)。2008年景觀生態(tài)質(zhì)量為優(yōu)的區(qū)域分布在遠(yuǎn)離采點(diǎn)的村莊，景觀生態(tài)質(zhì)量差的區(qū)域主要分布在采點(diǎn)附近的村莊。受開(kāi)采活動(dòng)的影響，2011年景觀生態(tài)質(zhì)量差的區(qū)域開(kāi)始向開(kāi)采點(diǎn)附近集中。2014年后，受研究區(qū)地下、地表水賦存條件改變和土地生態(tài)整治工作的影響，采點(diǎn)附近村莊景觀生態(tài)質(zhì)量開(kāi)始變好，遠(yuǎn)離采點(diǎn)的村莊景觀生態(tài)質(zhì)量開(kāi)始變差。

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Spatio-temporal change of landscape ecological quality and influencing factors based on four-quadrant model in overlapped area of cropland and coal production

Ma Shouchen1, Xie Fangfang1, Ding Cui1,2, Zhang Hebing1

(1.,,454000,; 2.,450000,)

The overlapped area of cropland and coal production is an important region in the national security strategy system, which is related to the country's food security, energy security and ecological security. In this area, coal mining continuously changes the function and process of the original agricultural landscape ecosystem by influencing the landscape pattern of the area, and the analysis of the landscape ecological quality and its influencing factors has important theoretical significance and practical value for the ecological governance of the mining area. The overlapped area of cropland and coal production of Zhaogu coal mine in Huixian city of Henan province was taken as the research area, and the administrative village was the evaluation unit. This study comprehensively evaluated the landscape ecological quality of the research area by using the four-quadrant model. The results showed that: 1) under the influence of coal mining activities and land ecological regulation, the cultivated land area of the study area generally presented a trend of decreasing first and then increasing from 2008 to 2016, and the cultivated land was mainly transferred to construction land and water area. The construction land increased first and then decreased, and the construction land was mainly transferred to water area and cultivated land. 2) The landscape stability index of the study area first decreased and then increased, while the landscape disturbance index first increased and then decreased. 3) The landscape ecological quality of the study area presented the change characteristics of “good - bad - good” on the time scale. In 2008, in the initial stage of mine construction and mining, the landscape ecological quality of the study area was better as a whole. In 2011, the degree of landscape disturbance increased and the degree of stability decreased with the increase of mining activities, resulting in the decline of regional landscape ecological quality. After 2014, large-scale land ecological reclamation increased the land utilization rate of the research area. The large area of water area formed by mining subsidence improved the regional landscape structure and the stability of the landscape system. Therefore, the landscape ecological quality of the research area showed a trend of improvement. 4) On the spatial scale, under the influence of mining activities and subsequent land reclamation, the landscape ecological quality of the villages near the mining area showed a change trend of first getting worse and then getting better, while the villages far away from the mining area showed a trend of slight deterioration. In general, the number and area of the villages with excellent quality increased in 2016, while the number and area of the villages with poor quality decreased compared with 2011. However, compared with 2008, the number and area of the villages with excellent quality were still smaller, while the number and area of the villages with poor quality were still larger in 2016, which indicated that although the landscape ecological quality of the research area had improved, it has not yet recovered to the level of landscape ecological quality before the disturbance.

land use; landscape; ecology; overlapped areas of crop and coal production; four-quadrant model; landscape stability; landscape disturbance

馬守臣，謝放放，丁 翠，張合兵. 基于四象限模型煤糧復(fù)合區(qū)景觀生態(tài)質(zhì)量時(shí)空變化及影響因素[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2020，36(4)：259－268. doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2020.04.031 http://www.tcsae.org

Ma Shouchen, Xie Fangfang, Ding Cui, Zhang Hebing.Spatio-temporal change of landscape ecological quality and influencing factors based on four-quadrant model in overlapped area of cropland and coal production[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2020, 36(4): 259－268. (in Chinese with English abstract) doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2020.04.031 http://www.tcsae.org

2019-06-24

2019-11-28

國(guó)家自然基金項(xiàng)目（31871553）；河南理工大學(xué)創(chuàng)新型科研團(tuán)隊(duì)資助（T2017-4；T2018-4）；河南省高校教師科技創(chuàng)新團(tuán)隊(duì)（18IRTSTHN008）

馬守臣，副教授，主要從事礦區(qū)土地復(fù)墾和生態(tài)重建研究。Email：mashouchen@126.com

10.11975/j.issn.1002-6819.2020.04.031

F301.24；X171.1

A

1002-6819(2020)-04-0259-09