多時相遙感數據在四川省茂縣景觀生態安全格局評價中的應用

楊 斌,李茂嬌,程 璐,高桂勝,李 丹,陳 財

(西南科技大學 環境與資源學院，四川 綿陽 621010)

景觀作為人類資源利用和開發的對象，是研究人類活動對生態環境影響的適宜尺度，區域型景觀生態安全問題一直成為國內外廣泛關注的熱點[1-2]。對于景觀生態安全評價研究，旨在如何定量評估人類化進程中該區域內的生態安全水平，現已成為研究者們關注的重要問題[3]。近年來，國內學者在生態安全評價方面進行了大量探索性研究，主要集中于評價方法[4]、指標體系[5]、等級劃分[6]和定量化[7]等方面，研究結果在區域空間化方面的表達存在一定的缺陷，對于時空變化規律研究方面也存在模糊性等問題[8]。隨著各類遙感數據源大量免費應用，將RS和GIS技術應用到區域景觀生態安全評價領域具有較大尺度的研究范疇和快捷的時空變化分析等優勢。

四川省干旱河谷區域在景觀生態安全方面一直成為國內外針對于生態安全研究的焦點，茂縣地處四川省西北部，地勢西北高、東南低，區域內大量分布著干旱河谷這一獨特的生態景觀，同時也具有典型的山地景觀特點。因此，選取茂縣行政單元作為研究區域，以Landsat系列衛星遙感數據為重要的數據基礎，利用遙感與GIS技術，引用景觀生態學方法，基于“壓力-狀態-響應”( PSR)模型，構建茂縣景觀生態安全評價指標體系，將評價指標進行空間量化，歸一化權重，再利用ArcGIS進行空間疊加與統計分析，分析出2000年、2007年、2015年3個不同時期的景觀生態安全變化過程及規律，為該區域的景觀生態安全評價提供科學的參考依據與應用模式。

1 研究區概況與數據處理

1.1 研究區概況

茂縣位于四川省西北部，地勢西北高、東南低，南有龍門山脈、北有岷山、西有邛崍山脈。經緯度范圍：東經102°56′～104°10′，北緯31°25′～32°16′，平均海拔約2 000 m，相對高度1 500～2 500 m。地理位置上該區是青藏高原過渡到四川平原的地帶，地形地質結構均比較復雜，地貌主要為中、高山地，這對于區域型景觀研究具有一定的代表性[9]。在汶川“5·12”特大地震擾動影響下，該區地質災害發生頻繁，水土流失加劇，生態安全遇到嚴峻考驗。研究區內不僅有岷江和涪江兩條主河流穿越，還存在大小河流共計170多條，湖泊25個。同時，由于受西風環境外加印度洋西南季風影響，形成獨特的高原性季風氣候，該區域河谷內分布著大量的干旱河谷地貌景觀，隨著海拔高低變化，景觀類型呈現出垂直分布[10]。

1.2 遙感圖像選取與處理

由于研究區屬于中尺度研究范疇，因此，遙感數據的空間分辨率精度為30 m足以保證評價結果的科學性?；诖耍x取Landsat系列衛星數據為遙感數據源，經過對年份(間隔7年)、時間(8—9月)和含云量(整幅20%之內)等指標的篩選，挑選出研究區范圍內3景質量較佳的遙感數據，分別是2000年8月Landat 5-TM數據、2007年9月Landat 5-TM數據和2015年8月的Landat 8-OLI數據(詳見表1，數據來源于美國USGS網站)。

表1 研究中選取的遙感數據信息

遙感數據處理采用ENVI 5.3 SP1專業軟件平臺，首先將研究區內的3景不同時期的遙感數據導入到ENVI中，利用已配準好的1∶10萬DRG(數字柵格地圖)分別對其進行幾何精校正(L2級數據需進行幾何精校正，L4級數據可忽略這個步驟)，再利用研究區的矢量圖層(ROI，感興趣區)進行圖像裁剪，然后通過輻射定標模塊對遙感數據進行輻射定標，再利用FLAASH大氣校正模型進行大氣校正，最后根據研究需求選擇合適的波段組合，在圖像增強的效果下進行信息提取與解譯分析(見圖1)。景觀格局的變遷研究，需結合不同時期土地利用類型轉換作為評判基礎，參考國土資源部發布的土地利用現狀分類標準(GBT 21010-2007)，結合研究區實際需求和數據精度將研究區土地利用類型分為林地、耕地、水域、建設用地和未利用地5種基本地類，并采用最大似然法監督分類法與目視修改相結合的方法，分別提取2000年、2007年和2015年的土地利用類型分布數據，該結果還在評價模型的景觀狀態層中充當基礎因子指標。

圖1 遙感數據處理流程

2 評價體系與方法分析

2 .1 景觀生態安全評價體系構建

景觀生態安全評價方法構建以景觀生態學為理論基礎，遵循一定的科學評價指標體系原則，結合GIS空間分析技術，對研究區進行安全評價等級劃分及動態變化過程分析。在此過程中，還需要對研究范圍內的景觀空間格局變化情況進行動態表述，研究過程中采用的評價方法與思路則是在運用聯合國經濟開發合作署(OECD)提出的 P-S-R 概念模型的基礎上[11]，選取層次分析評價方法構建研究區景觀生態安全評價體系，其評價體現流程如圖2所示。

圖2 評價體系流程

評價體系中包含目標層、準則層及指標層3個層次，其中，準則層引入了壓力層、狀態層及響應層分層模型，且每個準則層中還包含若干個指標，指標的選取從研究區景觀格局背景出發，盡可能的易獲取、可量化，指標之間還具有相互獨立性等特點(見表2)。通過對表2中的指標進行分析，得出人口壓力C1、城市擴展強度C2、坡度C3、熱島效應強度C8和溝壑密度C9其安全呈現逆向型，亦是指標數值越大，安全情況越差；植被指數C4、生態彈性度C5、生物豐富度C6、景觀結構指數C7呈現正向型，其指標數值越大，安全情況越好。

表2 景觀生態安全評價體系框架

2 .2 景觀生態安全評價指標分析

1)景觀壓力層(B1)。隨著人類進化發展與自然環境之間的平衡關系是景觀壓力層所關注的重點要素。通過對研究區內自然景觀和人類活動的調查，發現該區域類自然災害頻發，人類工程活動較多(如修建梯級水電站、道路修建等)特點，給自然生態系統穩定性造成一定的壓力，這些壓力表現出的潛在因素，可以通過人口迅猛增長、城市用地擴張和山地地形坡度來定量表征。因此，選用人口壓力C1、城市擴展強度C2、坡度C3代表景觀生態系統安全受到外界壓力干擾強度的評價指標。

①人口壓力(C1)：以研究區聚落為面源的壓力中心，通過遙感圖像的目視解譯獲取聚落聚集范圍并做緩沖區分析，得到人口壓力分布圖。

②城市擴展強度(C2)：城市的擴展情況可以結合建筑用地指數進行定量獲取，建筑用地指數(NDBI)其計算式為：NDBI=(BMIR- BNIR)/(BMIR+ BNIR)，式中BMIR、BNIR分別為中紅外波段和近紅外波段圖像像元的反射率或亮度值，研究過程中BMIR和BNIR可用TM的Band5、Band4波段、OLI的Band6、Band5波段的像元亮度值。

③坡度(C3)：地形坡度決定地表起伏程度，也能表征坡面的傾斜程度。對生態安全而言，坡度大小嚴重影響斜坡表面的土體承受的重力、斜坡表面的徑流量等，對區域地表的穩定性起著關鍵性的作用。

2) 景觀狀態層(B2)。景觀生態安全狀態從景觀的表現形式、組織結構和生物貢獻度角度進行定量評價，因此，選取植被指數C4、生態彈性度C5和生物豐度指數C63個指標來反映。

① 植被指數(C4)：植被指數常用于表達對區域內植被覆蓋情況定量分析，本文評價指標中運用歸一化植被指數(NDVI)來定量表達研究區的植被覆蓋度及其植被生長活力對安全狀態的影響程度。

② 生態彈性度(C5)：生態彈性度(ECO)用來描述當生態系統在內外干擾或所受壓力不超過其自身彈性限度時，系統在偏離原來的狀態后又可恢復到原有狀態的程度，常用于體現生態系統的自我調節與自我恢復能力[12]。生態彈性度的定量分析表述為

式中：Si為第i類土地利用類型面積百分比；Pi為第i類土地利用類型的彈性分值；n為土地利用類型數。此指標的提取用到不同時期的土地利用類型基礎數據。

③生物豐度指數(C6)：生物豐度指數表征單位面積上不同生態系統類型在生物物種數量上的差異，能間接反映被評價區域內生物豐度的豐貧程度。常用于評價區域里生物多樣性的豐貧程度[13]，其算式為

式中：Si為第i類土地利用類型面積；Pi為第i類土地利用類型的生物豐度權重；S為區域總面積；n為土地利用類型；Abio為歸一化系數，其可用Abio=100 /Amax來求取，Amax為某指數歸一化處理前的最大值?？筛鶕?000、2007、2015三年研究區土地利用類型狀況，計算得到該指標因子數據。

3)景觀響應層(B3)。景觀響應是指景觀對當前生態環境壓力所產生的反映情況。景觀結構指數能定量描述研究區景觀空間格局結構組成和配置特征；熱島效應強度能客觀真實的表現景觀在人類與自然災害活動下的響應關系；溝壑密度能定量界定出地形變化起伏情況對景觀生態環境的響應情況，因此，選取景觀結構指數C7、熱島效應強度C8和溝壑密度C9。

①景觀結構指數(C7)：景觀結構指數既可以定量描述研究區的景觀空間格局結構組成，亦能反映景觀空間格局的配置特征。不同的土地利用方式、開發強度，產生的生態影響具備區域性、累積性的特點，能夠直觀的反映在生態系統的結構組成上。另外，景觀結構還能夠準確的體現出各生態影響的空間分布和梯度變化規律，使得各空間分析手段成為可能[14]。景觀結構綜合指數計算：以遙感影像為基礎數據源，確定茂縣2000、2007和2015年土地利用變化分類圖，使用ArcGIS10.2將分類結果轉化為ArcGrid格式，獲取不同時期景觀類型圖(共5類，分別是耕地、建設用地、林地、水域和未利用地)，再應用景觀生態學專用軟件FRAGSTATS4.2.1計算三個不同時期景觀格局指數。

②熱島效應強度(C8)：熱環境的空間分布是人類活動與景觀生態環境相互作用的結果。在景觀生態學理論中，引入城市熱環境，能夠間接反映出區域景觀生態安全狀況[15]。城市熱環境的研究側重于利用溫度相對強弱反映其空間分布情況，因此，可以采用地面溫度來表達熱島效應強度指標，研究過程中采用覃志豪的單窗算法進行求取其指標。

③溝壑密度(C9)：溝壑密度是指單位面積內溝壑的總長度，該指標與區域降水和徑流特征、地形坡度、巖性、土壤的抗侵蝕性能、植被狀況、土地利用方式等因素有關，溝壑密度常用于衡量地表破碎度的定量評價指標。ARCGIS軟件中能快遞求取出溝壑密度定量分析指標。

2.3 評價指標權重確定

評價指標權重的確定，運用層次分析法建立層次結構模型、構造互反判斷矩陣、計算權向量、結果的一致性檢驗4個步驟，其中通過構建目標層與準則層(A與B)、準則層與指標層(B1與C1、C2、C3，B2與C4、C5、C6，B3與C7、C8、C9)之間的互反判斷矩陣來確定此次研究中的生態安全評價指標因子的權重(見表3)。通過計算，得出判斷矩陣目標層的隨機一致性比率為0.064 8(小于0.1)。

2.4 評價指標歸一化處理

上述分析和求取評價指標過程中，評價指標因子的評價值量綱存在不統一性等問題，無法直接進行柵格數據處理與分析，因此，采用極差標準化法對各指標數據及評價指數進行無量綱化處理[16]。運用此公式計算過程中，還存在正向指標和逆向指標的差異性，其中正向指標是指數值越大越安全，逆向指標則相反，其算式為

式中：Xij為第j類景觀的指數i，maxXj和minXj為景觀類型j的最大景觀指數值和最小景觀指數值；Gij為歸一化后的景觀指數指標。經過歸一化處理后，所有的評價指標最終的量化值在(0，1) 之間。

表3 評價指標權重

3 景觀生態安全評價結果

3.1 景觀生態安全綜合指數與分級

通過對景觀生態安全評價指標權重提取、分析及標準化處理后，將各指標因子加權求和獲取各時期不同景觀生態安全綜合評價指數，其算式為

式中：Ai為評價年份景觀生態安全綜合評價指標值；Wj為第j個指標的權重值；Pj為第j個指標的歸一化結果。由于此結果并不易定量地判別其安全等級高低，故而需要引入評判標準，劃分研究區內不同時期的景觀生態安全等級。參考國內同領域相關資料和標準，結合景觀生態安全等級劃分方法[17-18]，采用非等間距劃分，將景觀生態安全指數值和安全等級進行如下關聯(見表4)。

表4 景觀生態安全評價指數分級標準

3.2 評價結果分析

通過對景觀生態安全評價綜合指數及分級標準分析，可在ArcGIS軟件支持下提取2000年、2007年、2015年3個不同時期的景觀生態安全綜合評價指數和景觀生態安全綜合評價分級結果(圖3中，A、B、C為景觀生態安全綜合評價指數，D、E、F為景觀生態安全綜合評價分級結果)。

對不同時期的景觀生態安全綜合指數和評價分級結果空間格局分析可以得出，2000—2015年時期內研究區東部(光明鄉、富順鄉、土門鄉和東興鄉)，生態安全狀況始終保持良好穩定狀態；而研究區南部(南新鎮和鳳儀鎮)，2000—2015年期間景觀生態安全狀況變化較小，此外，研究區干旱河谷地帶景觀生態安全狀況變化較為明顯，尤其表現在黑水河流域。利用統計分析模塊，對這三個不同時期的安全級別統計，結果如表5所示。

圖3 景觀生態安全綜合指數和評價分級結果圖

表5 2000年、2007年、2015年景觀生態安全級別狀況統計 hm2

從上述統計結果可以得出：2000—2015年期間，研究區內景觀生態安全情況具有逐步趨于穩定的變化趨勢。研究表明：安全區域所占比重均達到60%以上(僅2000年差2個百分點)，2000—2015年期間茂縣整體景觀生態安全狀態比較好，但危險區域面積有所增加，仍然需要加大對該區域生態環境保護與景觀治理工作，如圖4所示。

圖4 景觀生態安全評價等級百分比變化圖

4 景觀生態安全轉移分析

僅通過上述圖表統計和定性分析，還不能全面定量發映出研究區內景觀生態安全變遷格局，因此，借鑒研究學者對土地利用變化的研究方法，運用轉移矩陣全方位剖析2000—2015年茂縣景觀生態安全演變過程，表6、表7、表8描述了2000—2007年期間，2007—2015年期間以及2000—2015年期間研究區景觀生態安全級別轉移變遷情況，此分析結果能客觀全面反映研究區在不同時期內各安全級別之間的流動過程。

表6中顯示出2000—2007年期間，研究區景觀生態安全狀況變化較為平穩，主要表現在良好級別與安全級別、危險級別與風險級別之間的轉換，其中良好級轉為安全級面積最大，約16 176.53 hm2，占比4.20%；安全級轉為良好級約13 161.67 hm2，占比3.41%。危險級轉為風險級面積約6 231.34 hm2，占比1.62%，由此可見，2000—2007年期間，研究區景觀生態狀態有所好轉。

表6 2000—2007年景觀生態安全級別轉移統計

表7 2007—2015年景觀生態安全級別轉移統計

從表7可以得出，2007—2015年期間研究區景觀生態安全狀況有所下降，但整體依然比較穩定。其中主要表現在安全級別轉為良好級別51 527.81 hm2，占比13.36%，而良好級別轉為安全級別的僅7 775.85 hm2，占比2.02%，其余安全級別之間的轉換可以忽略不計。從這段期間分析可以得出，研究區在汶川特大地震擾動和自然災害(山洪、泥石流等)侵蝕下，景觀生態安全受到一定程度的破壞，但隨著近7年的長效建設和災區重建，整個區域內景觀生態依然維持在安全級別和良好級別范疇。

表8 2000—2015年景觀生態安全級別轉移統計

從表8分析得出，2000—2015年期間研究區內景觀生態安全整體較為穩定，主要表現在安全區和良好區、危險區和風險區之間的互相轉換，但安全級別的面積仍然在減少，而敏感區和良好區轉移到安全區的面積較少。這對于該區域依然需要加大景觀格局的整體規劃與生態環境的長效治理，除在技術資源投入以外，還需要加強當地居民對景觀生態環境的保護程度。據野外實地詳查，該區域存在藏族、羌族、回族等少數民族，大部分居民依然采用原始的山坡耕作方式，廣泛集中在山地主河道進行集中采伐與耕地建設，雖地震過后進行了有效的規劃與治理，但還需要加強科學引導與有效規劃。

5 結 論

通過2000年、2007年、2015年3個不同時期相同季節Landsat系列衛星遙感數據，結合景觀生態學理論與“壓力-狀態-響應”評價模型方法，選取景觀壓力層的人口壓力、城市擴展強度、坡度，景觀狀態層的植被指數、生態彈性度、生物豐富度，以及景觀響應層的景觀結構指數、熱島效應強度和溝壑密度這9個指標，利用層次分析法確定指標因子權重，并在ArcGIS軟件平臺下通過疊加統計分析，得到研究區景觀生態安全綜合指數評價分布圖，再根據國內外生態安全等級劃分標準及研究區實際情況，將區域景觀生態安全狀況劃分為危險級、風險級、敏感級、良好級、安全級這5個等級。主要研究結論如下：

1)2000—2015期間研究區茂縣東部(包括光明鄉、富順鄉、土門鄉和東興鄉)，生態安全狀況始終保持安全穩定狀態；而茂縣南部地區(包括南新鎮和鳳儀鎮)，景觀生態安全狀況變化較小，此外，研究區干旱河谷地帶景觀生態安全狀況變化較為顯著，尤其在黑水河流域，需重點關注此段景觀生態環境的變化情況。而整個茂縣范圍其景觀生態安全狀態雖受到汶川特大地震的重大影響，逐步趨于穩定狀態。

2)通過設置時間斷點，引入轉移矩陣方法，分別計算出2000—2007年、2007—2015年和2000—2015年3個不同節點范圍內茂縣景觀生態安全變化情況。研究表明，2000—2015年研究期間，茂縣景觀生態安全之間的轉換平穩，且僅限于低級別與低級別、高級別與高級別之間的轉換，且轉換面積和比重均保持在一定的范圍。在2000—2007年期間，茂縣景觀生態狀態有所好轉，而2007—2015年期間茂縣景觀生態安全狀況又有所下降，這主要由于汶川特大地震擾動和自然災害(山洪、泥石流等)侵蝕所致。

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