GIS支持^下旅游小镇生态敏感性评价

李霞 林丽丽 吴元晶 潘全志 吴小刚

摘要：文章选取高程、坡度、坡向、水系、土地利用、道路交通、景源和植被归一化指数（NDVI）作为评价指标构建湖坑镇生态敏感性评价体系，利用层次分析法（AHP）确定各权重，通过加权叠加方法得出湖坑镇生态敏感性综合评价图，结果表明，湖坑镇生态敏感性总体水平较高，研究区高敏感区、中敏感区、低敏感区和非敏感区的面积分别为2331.47hm2，4671.55hm2，2240.64hm2，406.21hm2，分别占总面积的24.16%，48.41%，23.22%，4.21%。

关键词：乡村振兴，旅游小镇，GIS，生态敏感性

DOI：10.12169/zgcsly.2019.05.16.0001

中共十九大首次提出了乡村振兴战略，报告中强调了农村生态文明建设在乡村振兴中的重要地位。2018年中央一号文件，中共中央、国务院《乡村振兴战略规划（2018-2022年）》明确指出，要健全完善乡村生态文明建设、构建乡村治理新体系，实施乡村振兴战略[1]。近年来，各地旅游小镇的建设热潮成为了响应乡村振兴战略的重要创新，积极促进乡村经济发展的同时，也为乡村的生态环境带来了挑战。进行生态敏感性分析，促进生态环境建设和保护，为乡村建设的宏观规划和管理提供科学依据，对区域的可持续发展有着重要的意义。

生态敏感性是指生态系统对人类活动干扰和自然环境变化下反映程度，体现了区域发生生态环境问题的难易程度和概率[2]。生态敏感性高低的衡量标准一般是生态因子的适应能力或恢复能力，其评价能够反映区域的自然环境良好程度、土地利用情况、人口负荷情况及未来合理规划方向，它是区域生态环境规划和管理的基础[3]。当前，生态敏感性已经在各领域展开广：泛的研究，应用领域包括城乡规划[4]、土地利用[5]、生态评估[6]、功能区划[7]、风景园林规划[8]等多方面。研究尺度也从较大空间幅度向较小空间幅度发展，多集中在流域[9]、国家[2]、省市及地区[10-12]等大尺度上，县镇级以下尺度的研究较少[13-14]，对于旅游小镇的敏感性评价研究更少。随着土楼申遗的成功，湖坑镇的旅游人数骤增，旅游项目开发不断，对当地的生态环境造成了一定压力。本研究利用湖坑镇遥感影像及地理信息，在GIS技术支持下，从自然因素与人为干扰因素两方面，实地调研湖坑镇的自然生态环境概况，分析影响区域生态敏感因子，构建评价体系，对研究区生态敏感性进行评价分析，以期旅游小镇的规划建设能充分协调人与生态环境的关系，从而为旅游小镇的科学开发与可持续发展提供参考依据。

1研究区概况

湖坑镇位于福建省龙岩市永定区东南方位，地处永定区、南靖县、平和县3区交界处。镇域东西最大距离17.41km，南北最大距离10.62km，共16个村，人口约2.5万人，总面积约9650hm2，地理坐标为东经116°55'-117*14'，北纬24°32'-24°42'。湖坑镇属亚热带海洋性季风气候，降水充足，气候舒适，区域为典型的中低丘陵地貌，河谷盆地沿金丰溪及支流分布。截至2013年，湖坑镇有土楼1556座，其中有一群两楼9座本体楼（洪坑土楼群、振福楼、衍香楼）被列人世界文化遗产名录，并有着长达10余公里的南溪土楼长城，是永定主要旅游景区。

2研究方法

2.1基础数据来源与处理

本研究数据包括来源于地理空间数据云DEM30m分辨率数字高程、2018年5月5日的Landsat8遥感影像和湖坑镇地形图。对各原始数据进行大气矫正、辐射定标、统一投影、裁剪等预处理，通过GIS软件对DEM30m分辨率数字高程数据获取地形数据;用ENVI5.1对遥感影像获取植被分布及土地利用情况;利用地形图并结合实地情况提取研究区的水系、道路交通、景源等信息录人至GIS数据库。

2.2评价指标的选取与体系构建

由于生态系统的高度复杂程度，生态敏感因子没有固定的选取标准。不同研究区应根据实地的生态环境情况分析其差异性，选取最能反映该区域的各生态敏感性因子[15]。在进行生态环境敏感性指标选取时，常见多因子的综合方法[16-18其选取遵循指标主导性、科学性与可实施性等。综合湖坑镇的生态特征与人为活动两方面选取高程、坡度、坡向、水系、土地利用、道路交通、景源和植被归一化指数（NDVI）为本研究的主要评价因子。研究区位于丘陵地区，高程影响动植物的分布、温度与降水等;坡度对土质的稳定、植被的生长与农业的生产选址有密切关系;湖坑镇地形起伏较大，不同坡向的光照强弱、土壤的水分含量也有差异;水系对于区域的土壤湿度，以及周围的植物生长、农业的灌溉有重要作用;土地利用反映人為活动对自然环境的干预程度，有效地监测了各区域自然环境的变化与开发活动;道路是推动旅游小镇发展的基础条件，也是人类活动频繁的区域;湖坑镇有丰富的土楼旅游资源，对人文景源的保护充分体现了区域可持续发展，选取主要景源，以各景源为中心，向外划分缓冲区，生态敏感性也依次减弱;植被归一化指数（NDVI）反映了该地区的植被覆盖度，丰富的植被促进了生物多样性，并减少了土壤侵蚀，具有良好的生态敏感性。归一化的NDVI值为[-1，1]，值越接近0，表示植被覆盖率越少，越接近裸地;负数则表示高反射物，如水、云等。将各个评价因子对生态敏感性的影响程度分为4级，依次为高敏感区、中敏感区、低敏感区和非敏感区[7]，并赋值为7，5，3，1，结果见表1。

2.3指标权重的确定

因各指标对生态敏感性的影响程度各不同，为了对各评价因子进行综合评价，采用层次分析法（AHP）确定各因子的权重。专家参考了湖坑镇的生态环境，综合各因子对当地生态的影响情况，首先对各因子逐项比较进行打分，按1～5分制进行打分;其次使用平均几何方法（根方法）计算矩阵的权重;最后进行矩阵的一致性查验，若一致性比率CR值在0～0.1，则矩阵正确，若超出范围则重新调整数值。根据判别矩阵计算矩阵最大特征值入my，一致性指标CI=（λ-n）/（n-1），对照平均随机性一致指标，当n=8时，RI=1.41，经计算一致性比率CR=0.02<0.1，判别矩阵通过检验，结果有效（表2）。

2.4空间叠加分析方法

在ArcGIS10.1中将各个因子的信息导人地图中完善各因子数据并建立数据库，根据评价指标体系对各因子分级赋值，重分类后得到各因子栅格化的生态敏感性分析图，在属性表中运算得出各生态敏感单因子分级的数据情况，再将各指标分析图运用Arctoolbox中加权叠加工具，得出湖坑镇生态敏感值与综合生态敏感性评价图。加权求和的结果值越高，表明研究区的生态越敏感[19]。

3湖坑镇生态敏感性评价分析

3.1单因子评价分析

3.1.1高程生态敏感性

湖坑镇总体地势为东南高、西北低，境内以丘陵地貌为主，其中最高海拔仙洞峰为1530.3m。区域中、高敏感区域面积为2171.51hm2，占总面积的22.5%，分布在湖坑镇的南部区域;低敏感区主要位于湖坑镇中部区.域;非敏感区面积占比为42.84%，主要位于湖坑.镇北部区域，湖坑镇的主要村镇建设也分布在此区域（图1）。

3.1.2坡度生态敏感性

按自然断点分级法[20]分为4个区段，镇域内坡度在0～10°为非敏感区，面积2042.56hm2占比21.17%，北部居多，主要分布在村镇建设周边;坡度在10°～17°为低敏感区，面积占比32.03%;坡度在17°～25°为中敏感区，面积为3292.67hm？，占比34.12%，广泛分布于全境;坡度大于25°属高敏感区，面积1223.97hm2，占比12.68%，主要分布于湖坑镇南溪土楼右侧九九岽一带。研究区坡度生态敏感性以中低敏感区为主（图2）。

3.1.3坡向生态敏感性

坡向的分类有多种，常用8个方向的分类方法，本文采用6个方向分类，即北向、东北向、东南向、南向、西南向、西北向，加上平地（平地在坡向上是特殊的一类，因此也需要考虑此类方向）。将坡向分为4个敏感程度等级，得到坡向生态敏感性分析图（图3），其中高敏感区面积1547.95hm'，占比16.04%;中敏感区面积最大为3813.56hm2，占比39.52%

3.1.4水系生态敏感性

水资源对调节局部气候和提高景观质量、改善区域环境具有十分重要的作用，并发挥着农业灌溉，生活排污、用水等功能。镇域内以金丰溪及其支流与中金渠为主要水系，根据图4，中、高敏感区面积为453.51hm2，424.21hm2，共占总面积的9.10%，水系敏感度由水域中心向外逐渐降低。水体的生态性与人类的活动息息相关，不当的人类活动都会破坏水体的生态过程，应控制生活污水的排放，适当建设河流廊道周边的植被缓冲区，以降低人类的干扰。

3.1.5土地利用的生态敏感性

湖坑镇的土地类型主要有建设用地、交通用地、草丛、水田、旱地、灌木林、园地、自然林地等，按照恢复难易程度分为4个生态敏感等级（表1）。镇域内高敏感区占总面积为68.23%，这是因为湖坑镇以传统的农业与旅游业为主，地形地貌在一定程度上局限土地利用开发;中、低敏感区面积分别为1727.00hm2，1129.08hm2，占总面积的17.90%与11.70%;非敏感区面积占比仅为2.17%（图5）。

3.1.6道路交通生态敏感性

湖坑镇道路交通生态敏感因子主要以省道、县道、乡镇道路3种为基础数据进行分析。因地势的影响，道路交通以南北走向为主，分布在各村镇建设用地周围。道路的建设以人为活动频繁的区域为建设依据之一，道路交通的生态敏感性也由道路中心向外增强。镇域内非敏感区与低敏感区占总面积的9.88%，高敏感区占82.45%（图6）。湖坑镇为土楼旅游重点建设乡镇，因此，对道路交通建设还应考虑低敏感地区建设，避开敏感性高、自然环境优良区域。

3.1.7景源生态敏感性

作为旅游小镇，人文景源的破坏无可逆转，景源因子的影响更为突出，选取洪坑土楼群、南溪土楼群中名土楼作为景源（表3）。

依据《永定客家土楼保护规划》，以景源为中心外50m范围内为高敏感区，结合地貌特征、村落布局设置缓冲区敏感度向外逐渐降低（图7）。高敏感区面积11.52hm2，占比0.12%;中敏感区与低敏感区分别为54.09hm2，141.35hm，占总面积的0.56%和1.46%;非敏感区占总面积的97.86%。湖坑镇景源分布集中，且人文景源多分布在建设用地，因此划分敏感界限，对界限内的开发活动严格布控尤为重要。

3.1.8NDVI生態敏感性

根据区域NDVI的数值空间分布，得到NDVI生态敏感性分析图（图8）。高敏感区面积5705.95hm2，占比59.13%，中敏感区面积2567.90hm’，占比26.61%。镇域内地势多为“V”字形低山丘陵地貌，良好的水热条件适宜植被生长。

3.2湖坑镇综合生态敏感性

运用ArcGIS10.1，将各生态敏感性单因子进行加权叠加，得出湖坑镇综合生态敏感性分析图（图9），根据生态敏感性数学模型公式，经计算求得各单元的综合生态敏感性评价值。根据评价值的空间分布情况（表4），将其划分为4个分级，即高、中、低、非4个敏感区。高敏感区占镇域面积24.16%，面积为2331.47hm2，主要分布在西南部秀峰山、关山、吴银村地区，东南部金莲山、九九岽、黄腊坑及蛟塘一带，北部下黄村周边，该区域以自然景观与传统农村风貌为主，尚未有进行旅游开发;中敏感区占镇域面积48.41%，面积4671.55hm2，广泛分布在镇域全境，区域以农用地、灌木林为主，景观类型丰富;低敏感区占比23.22%，面积2240.64hm2分布在东部东江山、山下村等村镇建设区域以及镇域交通干线周边、地势平缓区域，该区域已有一定的开发密度，人为活动较密集，局部分布耕地、草地;非敏感区占比4.21%，面积406.21hm2主要在新街村，东部的蕉园、下黄、主要旅游干线等其他村镇建设地区。

4结论与讨论

高敏感区现状多为自然林地、坡度较大的丘陵带，生态环境受到破坏很难恢复。该区域主要以保护为主，适当规范农用类林地的经营类型，并严格布控，防止人为造成的土地利用不当，引起生态廊道破坏、生物多样性降低以及水土侵蚀等不良后果。对于有开发价值的区域，以保护为优先，在不破坏生态资源的前提下建立生态公园，丰富旅游小镇的自然景源，提高村民的生态意识。

中敏感区区域面积较大，虽具有一定的抵抗与修复能力，但长期的干扰也会导致不可逆的生态影响。对林地区域进行育林，落实毁林开垦土地进行还林，洪坑土楼群、南溪土楼群附近应优先清收林地还林，提高区域的生态效益。区域的开发活动要适当限制和优化，协调好保护与开发的关系，在保护好生态资源、旅游资源的前提下适度规划开发。

低敏感區应协调好人为活动与自然环境的关系，尤其是分布在村镇建设周边的河流水系。控制生活污水的排放，沿水系设置缓冲隔离带，减少人为活动的直接干扰，鼓励低敏感区第一产业发展，结合规划设计合理使用耕地，乡村农田风，光与农业观光结合，以带动旅游业的可持续发展。

非敏感区抗外界干扰程度高，适宜开发建设。同时要合理优化规划布局，注意文化景观的保护，完善镇域内基础设施建设，控制排污与用地的扩张，改善人居环境，维护人地关系绿色发展[22]。

湖坑镇是以土楼资源为依托的旅游小镇，对于土楼资源的开发日趋成熟，在对未来乡村旅游资源的进一步发掘中，如何保护当地旅游资源，以生态为前提的规划开发是乡村发展的重要前提。总体上看，湖坑镇生态敏感性较高，位于洪坑土楼群及南溪土楼群的区域相比其他村镇建设用地生态敏感性偏高，因此对重点保护范围的土楼群应进行严格保护。本文探讨了旅游小镇生态敏感性的分布规律，湖坑镇的自然生态环境情况与评价结果基本吻合，为未来乡村旅游规划及生态保护提供具有可操作性的科学方法。

参考文献

[1]佚名.乡村振兴战略谋划中国农村巨变蓝图：2018中央一号文件专题报道[J].中国合作经济，2018（2）：16.

[2]欧阳志云，王效科，苗鸿.中国生态环境敏感性及其区域差异规律研究[J]生态学报，2000（1）：10-13.

[3]闵婕.基于GIS技术与AHP研究生态环境敏感度分区[J].重庆师范大学学报（自然科学版），2006（4）：76-80.

[4]李琳，冯长春，王利伟.生态敏感区村庄布局规划方法：以潍坊峡山水源保护地为例[J].规划师，2015，31（4）：117-122.

[5]李广娣，冯长春，曹敏政.基于土地生态敏感性评价的城市空间增长策略研究：以铜陵市为例[J].城市发展研究，2013，20（11）：69-74.

[6]孙苑苑，王琳，王晋.黄河三角洲自然保护区生态敏感性评价[J]中国海洋大学学报（自然科学版），2017，47（11）：96-102.

[7]刘欢，何太蓉，张喆，等.基于生态敏感性分析的西南都市农业功能区划研究：以重庆市沙坪坝区为例[J].中国农业资源与区划，2015，36（6）：152-157.

[8]孟佩，万龙，赵一臣.京津冀地区国家公园规划的生态敏感性评价[J].林业资源管理，2018，（2）：98-102，124.

[9]李益敏，管成文，朱军.基于GIS的星云湖流域生态敏感性评价[J].水土保持研究，2017，24（5）：266-71，278.

[10]杨月圆，王金亮，杨丙丰.云南省土地生态敏感性评价[J].生态学报，2008，22（5）：2253-2260.

[11]曹建军，刘永娟.GIS支持下，上海城市生态敏感性分析[J].应用生态学报，2010，21（7）：1805-12.

[12]甘琳，陈颖彪，吴志峰，等.近20年粤港澳大湾区生态敏感性变化[J].生态学杂志，2018，37（8）：2453-2462.

[13]禹艺娜，王中美.基于GIS和AHP的贵阳市环城林带生态敏感性评价[J].中国岩溶，2017，36（3）：359-367.

[14]简卿，张立强，崔海宁，等.青龙满族自治县生态敏感性评价及区划[J].中国农业资源与区划，2017，38（11）：171-8.

[15]徐福留，曹军，陶澍，等.区域生态系统可持续发展敏感因子及敏感区分析[J].中国环境科学，2000，36（4）：1-5.

[ 16]RYONGHA S， ILJUNG D， HEEYOON C. A renovated model for spatial analysis of pollutant runoff loads in agricultural watershed[ J] . Water Science and Technology， 1998 ，38（ 10） ：207-214.

[ 17 ] CASSEL-GINTZ M ， PETSCHEL-HELD G.CIS-based assessment of the threat to world forests by patterns of non-sustainable civili-sation nature interaction [ J ] . Journal of Environmental Manage-ment ，2000 ， 59（4） ：279-298.

[18]何英彬，陈佑启，常欣，等.基于GIS的自然生态与社会经济综合区划：以黄土高原延河流域为例[J].中国农业资源与区划，2004，（4）：39-43.

[19] David G. Rossiter. A theoretical framework for land evaluation[ J] .Geoderma， 1996 ，72（3-4） ：165- 190. .

[20]肖荣波，欧阳志云，王效科，等.中国西南地区石漠化敏感性评价及其空间分析[J].生态学杂志，2005，（5）：551-4.

[21]王伟.基于聚落形态的土楼保护与更新技术研究[M].厦门：厦门大学出版社，2016.

[22]张鸽娟，马慧洁，徐娅.古村镇集群文化景观资源整合与复合型绿道系统的构建：以沁河中游地区为例[J].中国城市林业，2018，16（5）：58-62.