基于景觀格局和生態敏感性的左江流域生態脆弱性分析

盧遠,蘇文靜,華璀

(廣西師范學院資源與環境科學學院,南寧530001)

生態脆弱性是指生態環境對內部和外部的干擾活動或過程的不良反應,包括兩層含義:生態的敏感性和生態的恢復力[1]。開展區域生態脆弱研究不僅對保護生態環境有重要意義,同時對區域土地資源合理利用及可持續發展也有重要的指導意義[2-3]。當前,國內外學者在區域生態環境脆弱評價方面開展了大量的研究[4-7],但多是以自然環境、社會經濟等離散的統計數據作支撐,以行政區域為評價單元進行的,較大程度上限制了對生態脆弱性空間分布規律的揭示。為了解決這個問題,部分學者從景觀視角出發,采用能指示各種生態影響的空間分布與梯度變化特征的景觀結構信息建立評價模型,實現了生態環境脆弱度評價的定量化和空間化[8-10]。左江流域位于我國西南喀斯特發育區的南緣地帶,喀斯特地貌廣泛發育,加上生存型經濟發展階段不合理的土地開發方式使該流域生態環境不斷惡化,土壤侵蝕退化嚴重,人地關系矛盾十分尖銳[11]。因此,本文從景觀格局與生態敏感性結合角度,綜合景觀格局信息與生態敏感性信息構建生態脆弱性評價指標體系,揭示生態脆弱度的空間分異特征及其機制,為流域環境經濟協調發展提供科學依據。

1 研究區與數據資料

1.1 研究區概況

左江流域位于廣西西南部,地理坐標處于21°36′-23°22′N,106°33′-108°16′E,土地總面積 20 153 km2。總地勢西南略高,向東北傾斜,四面山岳環繞,大部分面積屬山地丘陵,中部被左江及其支流切割,形成南部土山丘陵和北部喀斯特地貌兩大地貌單元。屬南亞熱帶季風氣候區,氣候溫暖,雨量充沛,年均氣溫19.6～22.1℃,年均降雨量1 200 mm左右,降水集中在4-9月,年均蒸發量1 285～1 634 mm。母巖以泥盆系、石灰系,二疊系石灰巖、白云巖為主,頁巖、砂巖次之;地帶性土壤有赤紅壤、紅壤、石灰土,海拔較高的山地有山地黃壤、酸性紫色土分布,易發生水土流失。境內北部喀斯特丘陵、峰叢洼地、峰林谷地交錯發育,分布廣泛。植被以常綠季雨林、次生熱帶季雨林、熱帶雜木林、灌叢草坡和草坡為主[11-12]。

1.2 數據準備及處理

研究所用資料包括左江流域2008年分辨率為30 m的LandsatTM 影像、2008年1∶10萬土地利用數據、1∶25萬地質圖、1∶25萬地形圖、第二次土壤普查數據、90 m×90 m分辨率的SRTM DEM數據、中高分辨率成像光譜儀(MODIS)植被指數產品(MOD02QKM),以及流域及其周邊地區站點1956-2006年的逐月氣象觀測數據。基于野外考察觀測資料和土地利用數據,運用ERDAS Imagine 9.3遙感圖像處理軟件提取流域景觀類型信息。景觀類型的分類標準以國家級土地利用與覆被分類系統[13]為基礎,同時結合流域的生態景觀特征,劃分為水田、旱地、有林地、灌叢、草地、建設用地、水域和未利用地等8種景觀類型[13]。

將研究區用等間距方法劃分為2 km×2 km的單元,以便統計各單元的指數,利用ArcGIS軟件對逐月降水量進行空間插值,生成90 m×90 m分辨率的柵格數據。為了便于進行空間分析,上述空間數據均采用統一的投影坐標系統。

2 研究方法

2.1 評價指標體系與權重的確定

景觀格局作為自然與人為多種因素相互作用所產生的區域生態環境體系的綜合反映,既是景觀異質性的具體體現,又是各種生態過程在不同尺度上作用的最終結果,可以反映出不同景觀生態系統所受到的干擾及脆弱程度[14]。本研究選取破碎度、分維數和分離度作為景觀干擾度評價的景觀格局因子,選取土壤侵蝕敏感性、石漠化敏感性作為生態敏感性因子,構建左江流域生態脆弱性評價指標體系(圖1)。為了減小指標權重的主觀隨意性,采用均方差決策法[15]確定評價指標的權重。

圖1 左江流域生態脆弱性評價指標體系

2.2 景觀干擾度指數的計算

2.2.1 景觀格局指標的獲取 景觀破碎度Ci和景觀分維數Mi用Patch Analyst軟件[16]直接計算得到;景觀分離度Fi采用 Patch Analyst軟件,結合陳頂利和傅伯杰[14]修改的分離度公式(1)計算得到:

式中:Fi——景觀類型 i分離度;Di——景觀類型 i斑塊密度;AIi——景觀類型i面積比例;Ai——景觀類型i的面積;Ni——景觀類型i的斑塊數;A——景觀總面積。

2.2.2 景觀干擾度指數的計算 景觀干擾度指數可反映不同景觀受到干擾的程度,選取破碎度Ci、分離度Fi、分維數Mi、構建景觀干擾度指數Ii來衡量不同景觀所遭受的干擾程度,其計算公式如下:

式中:i——不同的景觀類型;Ii——景觀干擾度;a,b,c——各指標的權重值,a+b+c=1。

采用均方差決策法計算各指標權重,求得景觀破碎度、景觀分維數和景觀分離度指標的權重為0.441,0.457和0.102;然后依據公式(2)計算各景觀類型的景觀干擾度指數。

2.3 土壤侵蝕敏感性的評價

土壤侵蝕敏感性的評價考慮因素有降水侵蝕力(R)、土壤質地(K)、坡長坡度(LS)與地表覆蓋(C)[17]。其中,R采用周伏建等人提出的降水沖蝕潛力公式估算[18]。坡長坡度因子(LS)以地形起伏因子來代替,即分別計算3×3窗口的最大高程值和最小高程值,再將最大高程值和最小高程值進行差值運算,即得地形起伏度因子值。當植被覆蓋度為25%～80%時,植被指數NDVI隨植被蓋度呈線性增加,采用NDVI估算來確定植被覆蓋度,NDVI數據來源于MOD02QKM植被指數產品。參照廣西土壤侵蝕敏感性評價[17],確定各影響因子評價指標的敏感性等級(表1)。

表1 不同因子對土壤侵蝕敏感性影響評價標準

在GIS支持下,利用幾何平均數法計算土壤侵蝕敏感性綜合指數,其計算公式如下:

式中:SS——評價單元的土壤侵蝕敏感性指數;Ci——i因素敏感性等級值。在此基礎上,運用自然分界法和定性分析相結合的方法,將流域土壤侵蝕敏感性綜合指數劃分為不敏感、輕度敏感、中度敏感、高度敏感和極度敏感5個級別(見表1)。

2.4 石漠化敏感性的評價

石漠化敏感性評價主要根據研究區的巖性、地形坡度、植被覆蓋度和降雨量因子來確定的[19]。其中,巖性因子根據1∶20萬地質圖的巖性進行定性判斷和劃分;地形坡度利用分辨率90 m的SRTM DEM數據提取分級;植被覆蓋度同土壤侵蝕敏感性中的C因子一樣,降雨量因子則利用年降雨量進行空間插值,生成年降雨量柵格圖。各項單因子敏感性指標參照《生態功能區劃暫行規程》進行分級。最后,采用幾何平均數法計算流域的石漠化敏感性指數(表2)。

石漠化敏感性計算模型:

式中:RS——評價單元的石漠化敏感性指數;Ri——石漠化敏感性因子等級值。

表2 不同因子對石漠化敏感性影響評價標準

在ArcGIS中運用空間疊加分析功能和幾何平均數法計算石漠化敏感性綜合指數,然后對石漠化評價結果按Natural Breaks(Jenks)方法進行分級,即得到石漠化敏感性綜合評價圖。

2.5 生態脆弱度計算模型

利用景觀干擾度、土壤侵蝕敏感性、石漠化敏感性等指數加權疊加計算生態脆弱度指數,其計算模型如下:

式中:Ii——評價單元 i的景觀干擾度;SSi——評價單元i土壤侵蝕敏感性指數;RS i——單元 i石漠化敏感性指數 ;ω1,ω2,ω3— —指標的權重值,ω1+ω2+ω3=1。同樣,采用均方差方法計算指標權重,權重值分別為:0.436,0.352,0.212,依據公式(5)計算各單元的生態脆弱度。

3 結果與分析

3.1 景觀類型的生態脆弱度

為了分析流域各景觀類型的生態脆弱度,利用ArcGIS的Zonal Statistics模塊對生態脆弱度綜合指數以及景觀干擾度、土地侵蝕敏感性、石漠化敏感性等指數進行統計分析(表3)。從表3可以看出,各景觀類型的脆弱度排序為:未利用地＞草地＞旱地＞灌叢＞有林地＞建設用地＞水田＞水域。其中,未利用地多為裸巖地,水土保持能力差,植被生境條件惡劣,其景觀干擾度、土壤侵蝕敏感性、石漠化敏感性均是最高的,其生態脆弱度最高。其次是草地,流域草地很大一部分是林地砍伐、墾荒棄耕后退化而來,同時受持續的墾殖和放牧的影響,土壤侵蝕和石漠化狀況較為嚴重。流域旱地中坡耕地面積大,且缺乏合理的保護措施,加上降雨季節分配不均,旱澇災害頻繁,水土流失狀況嚴重。研究區灌叢多是石灰巖灌叢,群落結構相對簡單,群落的自調控能力弱,受人為活動干擾較大,因而灌叢的生態脆弱度也較高。

表3 各景觀類型的生態脆弱度評價指標統計

3.2 流域生態脆弱度空間異質性

利用地統計分析Geostatistics模塊對標準化轉換后的樣地脆弱度數據進行單樣本K-S檢驗,結果表明研究區的生態脆弱度數據符合正態分布,可以直接進行地統計學分析。圖2a是流域生態環境脆弱度指數在各向同性條件下的變異函數曲線。基臺值(C0+C)的大小反映脆弱性指數的波動幅度,塊金值(C0)與基臺值的比值反映脆弱度的空間相關性的程度,其值越大說明由隨機因素(主要是人為因素)引起的脆弱度空間異質性越高[20]。變程表示的是在某種觀測尺度下,空間相關性的作用范圍,本研究中以步長4 km為觀測尺度,變程(a)為33.1 km,說明在33.1 km以內具有較強的空間相關性。偏基臺值=0.0471,塊金值=0.0888,基臺值=0.1359,塊金值/基臺值為65.34%,說明流域生態脆弱度具有明顯的空間自相關性,且隨機因素(人為因素)引起的脆弱度空間異質性處于主導地位,結構性因素(如土壤、巖性、地形和植被等)引起的脆弱度空間異質性相對較小。

圖2 生態脆弱度的變異函數曲線

為了分析流域生態脆弱度指數的空間異質性,分別計算 0°、45°、90°和 135°等 4 個方向的變異函數(圖2b)。由圖2b可以看出,流域生態脆弱度在各個方向上的變異函數曲線在16 km以內比較接近,具有明顯的各向同性的特點,而16 km以外則表現出明顯的各向異性,其中0°和45°兩個方向上表現最為明顯。生態脆弱度指數在空間上各向異性特征可能與區域巖性構造有關,研究區地質構造上屬于右江再生地槽的西大明山隆起,北部的巖性構造呈北西向帶狀分布,南部的巖性構造則呈北東東向的帶狀分布[21]。巖性分布帶寬平均為16 km,因此在16 km范圍內,巖性構造較為均一,脆弱度空間變異性的方向性差異不明顯,當大于 16 km 時,巖性在 0°、45°方向上的變化趨向增強,生態脆弱度在該方向上的變異性較高。

3.3 流域生態脆弱度空間格局

基于對流域脆弱度的空間分異性特征分析,對流域生態脆弱度值進行克里格插值,得到流域生態脆弱度指數圖,然后按Natural Breaks(Jenks)法將生態脆弱度指數圖劃分為 5個等級:Ⅰ級——弱風險區(0.2385≤EVI＜0.4238),Ⅱ 級——低 風險 區(0.4238≤EVI＜0.5030),Ⅲ 級——中 風險 區(0.5030≤EVI＜0.5931),Ⅳ級——高風險 區(0.5931≤EVI＜0.7054),Ⅴ級——極高風險區(EVI≥0.7054)5個等級(圖3),并對研究區生態脆弱度進行面積統計。其中:Ⅰ級分區面積占15.29%,Ⅱ級分區面積占27.85%,Ⅲ級分區面積占27.94%,Ⅳ級分區面積占22.28%,Ⅴ級分區面積占6.64%。

從空間分布上看,Ⅰ級、Ⅱ級分區主要集中在南部的十萬大山、東北的西大明山及其周邊地區,該區母巖以砂頁巖為主,地貌以山地、高丘為主;土壤主要是紅壤、赤紅壤和黃壤,土層較厚;植被以熱帶雨林和季風帶綠葉林為主,植物種類多且生長茂盛,系統穩定性好,生態敏感性較低,抗干擾性強。Ⅲ級主要集中分布在中部,沿左江及支流兩岸一帶,該分區母巖由砂頁巖和部分可溶巖基巖構成,地貌以丘陵、谷地為主,間有峰林或峰叢殘丘分布;受人類不合理的開墾、亂伐,自然植被多遭到破壞;土壤多以赤紅壤和石灰性土為主,生態環境比較脆弱,遇雨則易發生水土流失,遇旱則亦易成災。Ⅳ級、Ⅴ級分區主要分布在北部,該分區母巖則以石灰巖為主,地貌多以喀斯特地貌為主,巖溶石山、峰叢洼地、峰林谷地和孤峰平原交錯,受地質巖性制約,地表土壤覆蓋較少,且土層淺薄;由于多年來人為的肆意砍伐、燒山墾荒,如今大部分植被已退化為林分單一的矮林灌叢、灌叢草被,甚至巖石裸露,生態環境極其脆弱。整體而言,流域生態脆弱度呈現南低北高的格局,與地質地貌空間格局基本一致,說明在流域尺度上地質地貌是生態環境的主導控制因素之一。

圖3 左江流域生態脆弱度空間分布圖

從細部特征來看,在生態環境脆弱度普遍較低的南部區域,雖然脆弱度宏觀上以Ⅰ級、Ⅱ級為主,但局部區域脆弱度仍達Ⅲ級,Ⅲ級區主要位于明江谷地、上思盆地一帶,這些區域由于地形較為平坦,易于較大規模的土地開發活動的開展,人類長期為了追求自身發展和經濟利益所進行的不合理的景觀改造活動加大了生態環境的脆弱性。在生態環境脆弱度較高的北部區域,局部脆弱度卻在Ⅲ級以下,形成生態環境脆弱度高低交錯分布格局。這與北部區域地表切割破碎,形成巖溶石山、峰叢洼地、峰叢谷地和孤峰平原鑲嵌排列的地貌有關,不同地貌單元的景觀類型,其人類活動明顯不同,因而生態脆弱度亦有顯著的差異。

4 結語

本研究以左江流域為研究區,從景觀格局視角出發,綜合土壤侵蝕敏感性和石漠化敏感性信息構建生態環境脆弱性評價指標體系,對流域生態環境脆弱性進行定量分析和評價,研究結果較好地揭示流域自然因素與人類活動綜合作用所形成的生態環境的脆弱性及其空間格局。研究表明:(1)各景觀類型的脆弱度排序為:未利用地＞草地＞旱地＞灌叢＞有林地＞建設用地＞水田＞水域。(2)變異函數分析表明,流域生態脆弱度的塊金值/基臺值達65.34%,呈明顯的空間相關性,生態脆弱度的空間變異在16 km以內比較接近,具有明顯的各向同性的特點,而16 km以外則表現出明顯的各向異性,隨機因素引起的脆弱度空間異質性處于主導地位,而結構性因素(如土壤、巖性、地形和植被等)引起的脆弱度空間異質性相對較小。區域脆弱度空間變異在16 km以內表現出明顯的各向同性。(3)在空間分布特征上,流域生態脆弱度呈現南低北高的格局,脆弱程度相對較高的區域與碳酸鹽巖在研究區的分布較為一致,表明左江流域脆弱性的根源在于其特殊的地質巖性背景,而人類活動的影響是引起生態環境脆弱度空間異質性的主要動因。

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