長江經濟帶市域生態環境質量空間分異與影響因素分析
——基于三生空間的土地利用轉型

田成詩，孫瑞欣

東北財經大學統計學院，遼寧 大連 116025

生態環境是區域社會經濟可持續發展的基礎和核心，生態環境的好壞標志著區域經濟社會可持續發展的能力以及社會生產和人居環境穩定可協調的程度（王靜等，2017）。近年來，長江經濟帶生態環境保護工作取得明顯成效。國家統計局數據顯示，2016－2020年二氧化硫、氮氧化物排放量分別由3.28×106、5.27×106t下降至1.16×106、3.44×106t，顆粒物排放量由5.76×106t下降至1.72×106t，工業污染治理完成投資由3.22×1011元下降至2.28×1011元。但其生態環境保護形勢不容樂觀，主要表現為污染排放總量大、強度高，生態環境問題依然是制約長江經濟帶區域高質量發展的瓶頸因素之一。

土地利用是影響生態環境質量的重要因素。土地利用具有生產、生活、生態三大主導功能（簡稱“三生空間”），土地利用主導功能的轉變反映了區域經濟社會轉型發展的不同階段（黃金川等，2017）。人口擴張和工業化進程帶來經濟快速發展的同時，也對“三生空間”土地利用轉型產生影響，導致土地破壞、大氣污染、水土惡化、生態系統退化等環境問題（黃天能等，2021）。土地利用對生態環境的影響主要從以下幾個路徑進行，第一，農業生產用地減少，但人口大量增長導致對糧食的需求大幅增加，在利益驅使下，農民開墾林、草地來種植糧食作物，糧食生產過程中大量農藥、化肥殘留等有害物質進入地下水，導致水質惡化（劉紀遠等，2014）。第二，城鎮生活用地擴張，占用了大量的農業生產用地和農村生活用地，廢水及生活垃圾排放總量大幅增加，導致土壤和水體污染。第三，工礦生產用地增加產生更多的廢水、廢氣及固體廢棄物，工業廢氣是空氣污染的主要來源之一，工業廢水中的氮、磷等有害物質導致水體富營養化。第四，林、草地生態用地具有調節氣候、防風固沙、涵養水源等功能，林、草地開墾導致風沙天氣頻發、水土流失加劇以及生物棲息地遭到破壞等，生物多樣性減少?；凇叭臻g”的土地利用與生態環境的關系如圖1所示。

圖1 基于“三生空間”的土地利用與生態環境的作用機制Figure 1 Mechanism diagram of land use and ecological environment based on “Production-Living-Ecological spaces”

基于“三生”土地利用主導功能分類體系，可以將土地利用轉型與區域轉型發展相銜接，是一個研究土地利用轉型問題的新視角（陳龍等，2015）。目前，生態環境質量研究方法主要有生態環境質量指數（苑韶峰等，2019；董建紅等，2023）、生態系統服務價值（戴文遠等，2018；Tian et al.，2022）和遙感生態指數等（Yang et al.，2023；章程焱等，2023）。自李曉文等（2003）對土地利用二級地類進行生態質量指數賦值后，該方法在生態環境質量研究中得到廣泛應用（韓美等，2021；崔國屹等，2023）?；谕恋乩枚壍仡愑嬎闵鷳B環境質量指數，可以更精確的刻畫“三生空間”土地利用轉型的生態環境效應時空演變特征。已有研究尺度多圍繞全國（孫東琪等，2012；王曉君等，2017）、?。↙ü et al.，2017；吳宜進等，2019）、市（張楊等，2011；何青澤等，2019）、城市群（Yan et al.，2021；司曉君等，2022）、流域（郭澤呈等，2019；Yang et al.，2021）等。在探究生態環境質量變化驅動因素方面，地理加權回歸分析（高藝寧等，2019）、偏最小二乘法（董建紅等，2021）、地理探測器（Cheng et al.，2021；蓋兆雪等，2022）、灰色關聯度模型（周沙等，2014）等方法應用較廣。其中，地理探測器不需要對變量進行任何假設，避免了人為主觀因素確定權重帶來的影響，同時可以探測因子及兩因子間交互作用對生態環境質量空間分異的影響，因而得到大量應用（劉春芳等，2018；An et al.，2022）。

長江經濟帶橫跨中國東中西三大區域，是中央重點實施的“三大戰略之一”，是具有全球影響力的內河經濟帶、生態文明建設的先行示范帶。目前，關于長江經濟帶生態環境的相關研究主要涉及生態環境效應測度、驅動因素分析、特定因素 [如城鎮化（王賓等，2019）、旅游產業（王兆峰等，2021）]與生態環境耦合協同的時空格局等方面，但目前關于長江經濟帶土地利用轉型下生態環境效應的實證研究較少，缺乏對生態環境質量空間分異影響因素的探究，特別是考慮自然環境、社會經濟等對生態環境質量空間分異影響的研究也不多見。因此，本文以長江經濟帶為研究區域，在“三生空間”主導分類的基礎上，采用生態環境質量指數模型和地理探測器等方法，定量評估長江經濟帶土地利用轉型特征和生態環境質量指數，分析了2000－2020年生態環境質量的空間分異格局及驅動因素，以期為長江經濟帶改善生態環境、促進區域協同發展提供參考。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

長江經濟帶覆蓋上海、江蘇、浙江、安徽、江西、湖北、湖南、重慶、四川、云南、貴州11個省市（圖2），包括130個市。長江經濟帶地跨熱帶、亞熱帶和暖溫帶，地貌類型復雜，具有重要的水源涵養、水土保持和生物多樣性維護等功能。土地利用/覆蓋類型主要包括耕地（29.9%）、林地（46.2%）、草地（15.9%）、水域（2.96%）、建設用地（4.01%）、未利用地（1.03%）。2021年常住人口為6.07億人，地區生產總值為5.3×105億元，在國內生產總值中所占比重為46.4%，是我國經濟發展的重要引擎。其中上海市是長江經濟帶的核心，重慶市是長江上游的經濟中心。湖南省處于長江經濟帶和華南經濟圈的結合處，能接受兩個經濟板塊的雙重輻射。湖北省是長江中游核心增長極，四川省是依托黃金水道推動長江經濟帶發展的戰略腹地。浙江省具有通江達海的區位優勢，是長江經濟帶的重要支點樞紐?！堕L江經濟帶生態發展報告2019－2020》指出，長江經濟帶生態系統逐步恢復、環境質量總體改善、資源利用效率不斷提升，但區域性、局部性的生態環境問題依然明顯。

圖2 研究區位置Figure 2 The location of the study area

1.2 數據來源

DEM數據來源于地理空間數據云平臺（http://www.gscloud.cn），空間分辨率為30 m；年降水量、年均氣溫、土地利用數據、人口密度、地均GDP數據來源于中國科學院資源環境科學與數據中心（https://www.resdc.cn），空間分辨率均為1 km柵格數據。土地利用數據基于Landsat 8遙感影像，通過人工目視解譯生成，土地利用類型分為2級，包括耕地、林地、草地、水域、居民用地和未利用地6個一級類型以及25個二級類型，兩種不同分類方式的綜合精度分別達到93%、90%以上（劉紀遠等，2018）；路網數據來源于國家基礎地理信息中心（http://www.ngcc.cn/ngcc）。

為獲取最優尺寸，格網大小基于采樣點的數量來確定（Sudhira et al.，2004），本文將各用地斑塊視為采樣點，根據不同年份的遙感影像解譯的土地利用斑塊均近15×104個，用5 km×5 km的正方形對研究區進行等間距采樣，生成8.32×104個格網單元?；凇叭臻g”土地利用主導功能視角，通過歸并土地利用類型，建立“三生空間”主導功能分類（表1）。

表1 長江經濟帶土地利用主導功能分類及生態環境屬性因子Table 1 Classification of dominant functions of land use and eco-environmental attribute factor of the Yangtze River Economic Belt

1.3 方法

1.3.1 生態環境質量指數模型

綜合考慮研究區格網單元內土地利用二級類型的面積及占比，參考相關研究（武燕等，2022）,利用各土地利用類型面積及生態環境質量指數賦值和景觀格局指數，計算三生主導功能分類下二級地類的生態環境質量指數值，用以定量評估長江經濟帶的生態環境質量。具體計算公式為：

式中：

Qt——t時刻某一格網內的生態環境質量指數；

n——某一格網內土地利用類型的數量；

Si——某一格網內i地類的面積；

S——某一格網的面積；

Ii——i地類的生態環境屬性因子；

Ei——i地類的生態環境格局因子，表明景觀格局對生態環境的影響；

Ci、Ri、Pi——i地類的破碎度、分離度、優勢度；

ni——i地類的斑塊數；

Ai——i地類的斑塊面積；

A——斑塊總面積，斑塊頻度Ui=i地類出現的樣方數/總樣方數、斑塊密度Vi=i地類的斑塊數/斑塊總數、斑塊比例Wi=i地類的斑塊面積/研究區總面積；

a、b、c——權重，參考謝花林（2008）的研究，取a=0.5、b=0.3、c=0.2。參考楊清可等（2018），將生態環境質量分為5個等級，即低質量（0≤Q≤0.2）、較低質量（0.2

1.3.2 地理探測器模型

地理探測器是探測空間分異性，揭示其背后驅動因子的統計學方法。地理探測器可以對定量、定性數據進行探測，同時也可對兩因子的交互作用進行識別（王勁峰等，2017）。本文利用地理探測器中的因子探測和交互探測分析因子及因子間的交互作用對生態環境質量空間分異的影響程度。

因子探測可以分析長江經濟帶生態環境質量的空間異質性，從而明確每個因子對生態環境質量空間分異的解釋程度。因子對生態環境質量的解釋力q值的具體表達式為：

式中：

q——影響因子X對生態環境質量的解釋力；

L——某因子的分類數；

Nh——某因子在類別h上格網單元的個數；

σh2——類別h的格網單元內因變量的方差；

N——研究區的格網單元個數；

σ2——研究區因變量的方差。q的取值為[0，1]，q值越大，說明因子對生態環境質量空間分異的影響作用越強。若q=1，說明該因子完全控制生態環境質量的空間分布；若q=0，表示該因子與生態環境質量的空間分布無關。

交互作用探測用以識別不同風險因子間的交互作用，評估因子X1和X2共同作用是否會增加或減弱對生態環境質量的解釋力，或者是單獨對生態環境質量產生作用。交互作用類型如圖3所示。

圖3 兩因子對生態環境質量的交互作用類型Figure 3 Types of interaction between two factors

1.3.3 影響因子選取

生態環境效應的空間分異是自然、人文、社會經濟等因素通過復雜的耦合過程在空間上的表征結果（黃木易等，2019）。為此，本文從自然環境、社會經濟、政策調控3個方面選取因子來分析生態環境質量的空間差異的影響因素。自然環境是影響長江經濟帶生態環境質量空間分異形成的基本前提，主要包括地形因子、氣候因子和土地利用。社會經濟是影響生態環境質量的重要外在因素，主要包括人口、經濟和交通等因素，分別以直接、間接的方式反映人類活動變化對生態環境的影響。政策調控可以間接反映人類活動對生態環境的影響，主要包括土地整治和退耕還林。對應地，從自然環境、社會經濟、政策調控3個方面選取地形起伏度、坡度、年降水量、年均氣溫、土地利用程度、人口密度、地均GDP、路網密度、距地級城市距離、耕地新增面積、林地新增面積等11個因子作為影響生態環境質量空間分異的變量，采用自然斷裂法將每一因子分為5類。其中，生態環境質量的影響因子數據基于ArcGIS計算，景觀格局相關指數由Fragstats軟件計算得出，地理探測相關操作均基于R軟件計算得出。

2 結果與分析

2.1 生態環境質量的時間變化特征

由公式 (1)－(5) 測算出長江經濟帶的生態環境質量指數值并進行等級劃分，得到生態環境質量等級變化（表2）。2000－2020年長江經濟帶整體生態環境質量處于中等以上。2000－2010年生態環境質量等級保持不變，有中等質量和較高質量兩種類型。2010－2020年中等質量區、較高質量區面積均呈下降趨勢，分別從2010年的4.72×105、1.59×106km2減少至2020年的2.89×105、4.35×105km2。高質量區面積呈增加趨勢，面積從無增長至2020年的1.34×106km2。

表2 2000－2020年長江經濟帶生態環境質量等級變化Table 2 Changes in eco-environmental quality level of the Yangtze River Economic Belt from 2000 to 2020

具體來看，2010－2020年中等質量面積減幅較大的地區主要有四川省、湖南省、安徽省和湖北省，減少的面積分別為6.12×104、4.64×104、3.53×104、3.38×104km2，變化率分別為50.6%、100%、32.5%和45.5%。2010－2020年較高質量面積減幅較大的地區主要有云南省、四川省、江西省和貴州省，減少的面積分別為3.74×105、2.49×105、1.60×105、1.35×105km2，變化率分別為92.6%、69.4%、98%和74.3%。

2.2 土地利用轉型下生態環境質量的空間變化特征

2.2.1 三生空間的土地利用轉型特征

基于三生空間主導功能下土地利用類型數據，利用ArcGIS軟件計算得到2000－2010、2010－2020年長江經濟帶土地利用轉移矩陣，并計算不同時期土地利用類型增減變動和變化方向，基于Origin繪制土地利用轉移?；鶊D（圖4），分析不同時期長江經濟帶的土地利用轉型情況。

圖4 2000－2010、2010－2020年長江經濟帶土地利用轉移矩陣Figure 4 Matrix of land use transfer of the Yangtze River Economic Belt in 2000-2010,2010-2020

2000－2010年長江經濟帶的土地利用特點是農業生產用地、草地生態用地、其他生態用地面積均減少，分別減少1.14×104、1.9×103、23 km2，林地生態用地、水域生態用地、城鎮生活用地、農村生活用地、工礦生產用地面積均增加，分別增加1.56×103、1.84×103、4.91×103、2.40×103、2.61×103km2。三類減少的地類中，農業生產用地主要轉化為城鎮生活用地、農村生活用地、工礦生產用地、林地生態用地和水域生態用地，分別占農業生產用地轉化為其他地類總面積的31.4%、19.6%、14.7%、14.5%和14%；草地生態用地主要轉化為林地生態用地和農業生產用地，分別占草地生態用地轉化為其他地類總面積的72.8%和16%；其他生態用地主要轉化為水域生態用地和草地生態用地，分別占其他生態用地轉化為其他地類總面積的81.3%和11.8%。五種增加的地類中，林地生態用地主要來源于草地生態用地和農業生產用地，分別占其他地類向林地生態用地轉換總面積的61%和38%；水域生態用地、城鎮生活用地、農村生活用地均主要來源于農業生產用地，占其他地類分別向水域生態用地、城鎮生活用地、農村生活用地轉換總面積的67.7%、82.9%、91.8%；工礦生產用地主要來源于農業生產用地和林地生態用地，分別占其他地類向工礦生產用地轉換總面積的71.4%和21%。

2010－2020年長江經濟帶的土地利用特點是農業生產用地、草地生態用地、其他生態用地面積均減少，減少值分別為2.28×104、1.15×104、835 km2，林地生態用地、水域生態用地、城鎮生活用地、農村生活用地、工礦生產用地面積均增加，增加值分別為4.86×103、4.31×103、1.13×104、3.63×103、1.10×104km2。三類減少的地類中，農業生產用地主要轉化為林地生態用地、草地生態用地、農村生活用地，分別占農業生產用地轉化為其他地類總面積的57.6%、13.5%和13.4%；草地生態用地主要轉化為林地生態用地和農業生產用地，分別占草地生態用地轉化為其他地類總面積的63.3%和27.6%；其他生態用地主要轉化為草地生態用地，占其他生態用地轉化為其他地類總面積的78.4%。

5種增加的地類中，林地生態用地主要來源于農業生產用地和草地生態用地，分別占其他地類向林地生態用地轉換總面積的59.9%和35.9%；水域生態用地主要來源于農業生產用地和林地生態用地，分別占其他地類向水域生態用地轉換總面積的56.8%和21.9%；城鎮生活用地主要來源于農業生產用地和農村生活用地，分別占其他地類向城鎮生活用地轉換總面積的63.8%和14.8%；農村生活用地主要來源于農業生產用地，占其他地類向農村生活用地轉換總面積的87.1%；工礦生產用地主要來源于農業生產用地和林地生態用地，分別占其他地類向工礦生產用地轉換總面積的55.8%和26.8%。

分析可知，由于不同時期社會經濟發展的特點存在差異，土地利用轉型呈現不同的特征。不同時間段農業生產用地、草地生態用地、其他生態用地面積呈減少趨勢，其余地類面積呈增加趨勢。除工礦生產用地和城鎮生活用地外，其他地類的轉化方向以及來源大致相同。2000－2010年、2010－2020年水域生態用地和城鎮生活用地面積均增加，但不同時間段水域生態用地和城鎮生活用地面積增加的主要來源不同。其中，2000－2010年水域生態用地和城鎮生活用地均主要來源于農業生產用地，2010－2020年水域生態用地主要來源于農業生產用地和林地生態用地，城鎮生活用地主要來源于農業生產用地和農村生活用地。

2.2.2 2000－2020年生態環境質量空間分異與土地利用轉型對比分析

利用ArcGIS軟件進行克里金插值，得到2000－2020年長江經濟帶生態環境質量的空間分布（圖5）?？梢钥闯?，長江經濟帶生態環境質量的空間分布存在明顯差異。長江經濟帶生態環境質量整體呈現“東北部低、西部、中部和東南部高”。具體而言，云南省、四川省西部、貴州省、重慶市、湖南省南部、江西省、浙江省生態環境質量較高，其他地區生態環境質量相對較低。2000－2010年生態環境質量空間分布一致。2010－2020年，多數地區的生態環境質量等級上升，主要有兩種趨勢：（1）中等質量轉化為較高質量，主要分布在四川省東部和東南部、湖南省北部、安徽省東部、湖北省東部和南部；（2）較高質量轉化為高質量，主要分布在云南省、四川省、貴州省、湖南省、江西省和浙江省。

圖5 2010、2020年長江經濟帶生態環境質量及土地利用空間分布Figure 5 Spatial distribution of eco-environmental quality and land use in Yangtze River Economic Belt in 2010 and 2020

2000－2010年長江經濟帶生態環境質量空間分布保持不變，中等質量主要分布在四川省東部、湖北省東部、湖南省北部、安徽省北部、江蘇省和上海市，其余地區的生態環境質量等級為較高。2000－2010年長江經濟帶各土地利用類型所占比重基本保持不變，農業生產用地、林地生態用地和草地生態所占比重分別接近31%、46%和16%。

2010－2020年長江經濟帶多數地區的生態環境質量等級上升，而其他地區生態環境質量等級不變。中等質量區主要分布在四川省東部、湖北省中部、安徽省北部、江蘇省和上海市。較高質量區主要分布在重慶市、貴州省西部、湖南省北部和安徽省西部。高質量區主要分布在四川省、云南省、貴州省、湖南省、江西省、浙江省。

上海市生態環境質量指數由2010年的0.383降低至2020年的0.362，生態環境質量變差。上海市土地利用變化主要表現為農業生產用地減少，城鎮生活用地和農村生活用地增加。農業生產用地主要轉化為城鎮生活用地和農村生活用地，轉化面積在2010年農業生產用地中所占比重分別為17%和50.3%。城鎮生活用地和農村生活用地面積分別從2010年961、794 km2增長至2020年1.23×103、1.08×103km2。城鎮生活用地主要由農業生產用地和農村生活用地轉化而來，轉化面積在2020年城鎮生活用地中所占比重分別為53.5%和27.3%。農村生活用地主要由農業生產用地轉化而來，轉化面積在2020年農村生活用地中所占比重為82.3%。上海市先后提出《2012－2014年環境保護和建設三年行動計劃》、《上海市水污染防治行動計劃實施方案》、《崇明世界級生態島發展“十三五”規劃》、《上海市金山三島海洋生態自然保護區功能區劃》、《上海市生態保護紅線》等一系列方案，環境治理和污染減排取得積極進展。然而，由于污染物排放總量大、強度高，污染預防和治理能力仍顯不足，不能完全抵消人口經濟快速發展帶來的環境問題，生態環境質量指數值降低。

云南省曲靖市生態環境質量等級不變，其他地區均由較高質量轉化為高質量。曲靖市生態環境質量指數由2010年的0.587增長至2020年的0.643，生態環境質量變好。曲靖市土地利用變化主要表現為草地生態用地減少，林地生態用地、城鎮生活用地和工礦生產用地增加。草地生態用地主要轉化為農業生產用地和林地生態用地，轉化面積在2010年草地生態用地中所占比重分別為40.5%和55.9%。林地生態用地、城鎮生活用地和工礦生產用地面積分別從2010年9.86×103、69、32 km2增長至2020年的9.99×103、182、100 km2。其中，林地生態用地、工礦生產用地均主要由農業生產用地和草地生態用地轉化而來，兩類土地轉化面積之和在2020年林地生態用地、工礦生產用地中所占比重分別接近98%、80%。城鎮生活用地主要由農業生產用地轉化而來，轉化面積在2020年城鎮生活用地中所占比重為68.8%。曲靖市嚴格制定并實施《曲靖市“三線一單”生態環境分區管控實施方案》，明確生態質量底線、資源利用上限，將其作為鞏固生態安全屏障、資源開發、產業結構調整的重要依據。近年來曲靖市堅持減污降碳、強化治理，污染防治攻堅戰成效明顯，生態環境質量穩步提升。

安徽省安慶市和六安市生態環境質量由中等質量轉化為較高質量，其他地區生態環境質量等級保持不變。安慶市和六安市生態環境質量指數分別從2010年的0.472和0.475增長至2020年的0.590和0.546，生態環境質量變好。篇幅有限，本文以安慶市為例進行說明。安慶市土地利用變化主要表現為農業生產用地、林地生態用地減少，城鎮生活用地、工礦生產用地和水域生態用地增加。農業生產用地、林地生態用地面積分別從2010年6.73×103、5.48×103km2減少至2020年6.62×103、5.35×103km2。城鎮生活用地、工礦生產用地和水域生態用地面積分別從2010年90、29、1.81×103km2增長至2020年167、93、1.85×103km2，均主要由農業生產用地和林地生態用地轉化而來，兩類土地轉化面積之和在2020年城鎮生活用地、工礦生產用地、水域生態用地中所占比重分別接近78%、80%和84%。安慶市先后通過《安慶市污水工程專項規劃》、《關于實施林業增量增效行動的意見》、《安慶市水資源綜合規劃》、堅持綠色賦能推動高質量發展等一系列舉措，堅持綠色發展理念，推進水生態環境保護與修復，全面增強森林、濕地生態系統的穩定性以提升生態系統服務功能，生態環境質量指數呈較明顯增長。

總的來說，土地利用主導功能變化的地區與生態環境質量等級變化的地區基本一致。農業生產用地、草地生態用地面積減少是導致生態環境質量惡化的主要原因，并且農業生產用地是城鎮生活用地、工礦生產用地增加的主要來源。林地生態用地和水域生態用地是生態環境質量改善的主要因素。因此，土地利用變化是生態環境變化的主要原因之一。

2.3 生態環境質量空間分異的影響因素分析

2.3.1 單因子對生態環境質量空間分異的影響分析

本文對2000、2010和2020年各因子取3期平均值，利用因子探測定量測算各因子對生態環境質量空間分異的影響程度（表3），可以看出：第一，不同因子對生態環境質量的影響程度具有顯著差異。第二，土地利用程度、人口密度和坡度是影響生態環境質量空間分異的主導因子，其他因子對生態環境質量的影響相對較弱。

表3 不同因子對長江經濟帶生態環境質量的解釋力q值Table 3 Explanatory degree of different factors on eco-environmental quality of the Yangtze River Economic Belt

11個因子均通過顯著性檢驗（P值均為0），表明選取的11個因子均是影響生態環境質量空間分異的驅動因子。因子對生態環境質量空間分異的解釋力q值排序為：土地利用程度 (X5)>人口密度 (X6)>坡度 (X2)>年降水量 (X3)>年均氣溫 (X4)>地均GDP(X7)>距地級城市距離 (X9)>耕地新增面積 (X10)>路網密度 (X8)>林地新增面積 (X11)>地形起伏度 (X1)。

土地利用程度對生態環境質量空間分異的影響程度最大，q值為0.776。土地是保障人類生產、生活活動順利進行的基礎。土地利用變化間接反映了人類的活動，生產和生活過程產生的廢水、廢氣以及固體廢棄物會造成土地荒漠化和鹽堿化，進而導致生態環境質量變差。

人口密度和坡度是影響生態環境質量空間分異的重要因素，對生態環境質量空間分異的解釋力q值分別為0.409和0.406。人口數量增加導致城市建設用地不斷擴張，增加了對土地、水、能源等資源的需求，同時產生更多的生活垃圾和固體廢棄物，進而導致生態環境質量變差。

年降水量、年均氣溫和地均GDP是影響生態環境質量空間分異較為重要的因素，對生態環境質量空間分異的解釋力q值分別為0.159、0.117和0.108。年降水量對生態環境質量的影響通過水資源變化來體現，水資源是生命活動所必需的重要物質，也是大部分產業生產、加工、運輸過程的重要介質。年降水量豐富，促進林草地的生長及植被的恢復。年降水量較少導致農業、工業生產過程中的用水成本增加，同時也產生更多的有害物質，導致生態環境惡化。年均氣溫變化是影響林草地及植被形成的重要因素，適宜的溫度有助于干旱區開墾林草地，促進自然景觀的形成。溫度過高或過低不利于農作物的種植及生態保護與修復，導致生態環境惡化。GDP作為衡量經濟發展的重要指標，經濟快速發展吸引大量外來人口流入，增加了對城市建設用地的需求，導致資源和環境壓力加劇，“擠占”更多的生態空間。

距地級城市距離、耕地新增面積、路網密度、林地新增面積和地形起伏度對生態環境質量的空間分異存在一定程度的影響，q值分別為0.085、0.071、0.066、0.060和0.046。距地級城市距離越近，表明受地級市輻射越高，人口、資源在區域間的流動性越大，更容易帶動城市周邊地區的發展，同時對生態環境產生一定的消極影響。耕地新增面積對生態環境質量的影響在短期內難以呈現出來，主要原因是只有在耕地面積變化以及相應的農業活動產生的污染及有害物質殘留積累到一定階段，對生態環境造成的壓力才能體現出來。另外，也與政策實施效果的滯后性相關。路網密度在短期內不會產生較大變化，路網密度主要是通過地區間人口、資源的流動成本會限制地區的產業結構發展及空間分布，進而導致對不同地區生態環境質量的影響存在差異。林地變化對生態環境質量有較為明顯的作用，植樹造林、建立生態示范區和自然保護區等政策使生態環境得到明顯改善。地形起伏度是反映地形地貌的重要指標，對區域氣候、土壤、生物等要素的空間分異有重要的影響。地形起伏度越大，表明地形條件越復雜，加劇了林地、草地保護的難度，極易導致生態環境惡化。

2.3.2 兩因子交互作用對生態環境質量空間分異的影響程度分析

因子探測僅限于分析單因子對生態環境質量空間分異的影響，交互探測可以測度兩個因子共同作用時對生態環境質量空間分異的影響程度。為探究兩因子交互作用對生態環境質量空間分異的影響是增強、減弱或沒有變化，本文對因子取3年的均值進行交互探測分析（表4）?？梢钥闯觯旱谝?，任意兩因子間的交互作用均大于單因子對生態環境質量空間分異的影響，生態環境質量空間分異是由多個因子相互作用、共同影響產生的。第二，兩因子間交互作用類型有雙因子增強和非線性增強兩種。第三，土地利用程度與其他因子的結合是影響生態環境質量空間分異的最主要因素。

表4 兩因子交互作用對生態環境質量的解釋力q值Table 4 Explanation degree of interaction between two factors on eco-environmental quality

坡度、土地利用程度、人口密度、地級GDP、路網密度和距地級城市距離與其他因子交互作用后均產生雙因子增強效應，地形起伏度、年降水量、年均氣溫、耕地新增面積和林地新增面積與其他因子交互作用后產生雙因子增強或非線性增強效應。

自然環境因素之間、自然環境因素與政策調控因素之間交互作用均有非線性增強和雙因子增強兩種（如地形起伏度與年均氣溫（X1∩X4）、年均氣溫與耕地新增面積（X4∩X10））。自然環境因素與社會經濟因素之間、社會經濟因素之間、社會經濟因素與政策調控因素之間交互作用均為雙因子增強。政策調控因素之間交互作用為非線性增強，如耕地新增面積與林地新增面積（X10∩X11>X10+X11）。

從q值來看，土地利用程度與其他因子交互作用后的q值均處于0.77－0.83之間。土地利用程度與年均氣溫的交互作用最強（X5∩X4=0.830），然后是土地利用程度與距地級城市距離（X5∩X9=0.808）、土地利用程度與年降水量（X5∩X3=0.808）、土地利用程度與坡度（X5∩X2=0.788）、土地利用程度與耕地新增面積（X5∩X10=0.782）、土地利用程度與地形起伏度（X5∩X1=0.781）和土地利用程度與林地新增面積（X5∩X11=0.780）、土地利用程度與人口密度（X5∩X6=0.778）、土地利用程度與地均GDP（X5∩X7=0.777）、土地利用程度與路網密度（X5∩X8=0.776），其他因子間的交互作用均弱于土地利用程度與其他因子間的交互作用，充分說明土地利用程度與其他因子結合是影響生態環境質量空間分異的最主要因素。

3 討論

3.1 空間分異的影響因素分析

土地利用程度是長江經濟帶生態環境質量空間分異的最主要因素，土地利用程度對生態環境質量空間分異的影響程度最大。這與陳萬旭等（2019）對中國生態環境效應空間分異的研究相一致。生態環境質量高的地區，土地利用程度較低。土地利用強度越大，表明人類活動對土地的干擾和投入越大，對生產、生活用地的需求增加，從而“擠占”更多的生態用地，進而影響生態環境質量（孔冬艷等，2021）。人口密度和坡度是影響生態環境質量空間分異的重要因素，這與田智慧等（2023）對鄱陽湖流域生態環境效應的影響因素研究結果一致。人口密度較直接地衡量人為因素對生態環境的影響，人口增加導致人均生態資源占有率下降。另外，人口密度變大，導致對生產、生活用地的需求增加，“三生用地”之間的矛盾加?。ò裁舻?，2022）。坡度是影響農業生產結構與方式、道路等基礎修建和社會經濟發展的重要條件（劉彥隨等，2017），坡度越平緩越適合農作物生長，提高農民收入并增加就業機會，增加了對農業生產用地和城市建設用地的需求，導致生態環境惡化。

研究期間，土地利用程度與其他因子間的交互作用均強于其他因子間的交互作用。自然環境因素和社會經濟因素均增強了政策調控對生態環境質量的影響。自然環境因素是生態環境空間格局的重要基礎，社會經濟因素是生產、生活、生態等活動順利進行的重要保障，二者均對生態環境質量具有重要影響。生態環境質量的空間分異是自然環境、社會經濟和政策調控等因素共同作用的結果。

3.2 局限性與研究展望

本研究可為長江經濟帶社會經濟－生態環境協調發展提供科學依據，但仍存在以下不足，（1）因數據來源與可獲得性限制，本文在定量測算生態環境質量指數時，研究時段為2000－2020年，數據存在一定的滯后性，導致研究結果具有局限性。（2）由于樣本數據量與軟件運行限制，本研究以5 km為格網單元尺度分析長江經濟帶生態環境質量的空間分異。然而，較大的格網尺度可能會降低各變量的空間集聚程度，進而影響生態環境質量空間分異與影響因素的分析結果（鄭曉豪等，2023）。因此，未來研究需要從更加細化的研究尺度測算生態環境質量，并深度挖掘長江經濟帶生態環境質量空間分異的內在機理。

4 結論

本文以長江經濟帶為研究對象，在“三生空間”土地利用轉型的基礎上，利用生態環境質量指數模型，對2000、2010、2020年生態環境質量的空間分異特征進行分析，基于自然環境、社會經濟、政策調控等方面構建地理探測器指標體系，利用地理探測器模型分析因子及因子間交互作用對長江經濟帶生態環境質量空間分異的影響程度。本文主要結論如下：

（1）2000－2020年長江經濟帶生態環境質量處于中等以上。2000－2010年生態環境質量等級保持不變，主要有中等質量和較高質量兩種類型。2010－2020年生態環境質量中等質量區和較高質量區面積呈減少趨勢，高質量區面積呈增加趨勢?？臻g自相關分析表明生態環境質量的空間依賴性降低、集聚特征明顯。

（2）生態環境質量空間分布存在明顯差異。長江經濟帶生態環境質量整體呈“東北部低、西部、中部和東南部高”。2000－2010年，生態環境質量空間分布一致。2010－2020年，多數地區的生態環境質量等級上升，主要有兩種趨勢：中等質量轉化為較高質量、較高質量轉化為高質量。土地利用主導功能變化的地區與生態環境質量等級變化的地區基本一致。農業生產用地、草地生態用地面積減少是導致生態環境質量惡化的主要原因，林地生態用地和水域生態用地是生態環境質量改善的主要原因。

（3）不同因子對生態環境質量的影響程度具有顯著差異。土地利用程度、人口密度、坡度對生態環境質量的影響占據主導地位，對生態環境質量空間分異的解釋力q值分別為0.776、0.409、0.406；其他因子對生態環境質量的影響相對較弱，q值均小于0.2。任意兩因子間的交互作用均大于單因子對生態環境質量空間分異的影響程度，并且土地利用程度與其他因子的結合是影響長江經濟帶生態環境質量空間分異的最主要因素，土地利用程度與其他因子交互作用后的q值均處于0.77－0.83之間。