小尺度潮間帶生態系統遙感綜合評估方法構建

李 營,陳云浩,陳 輝,肖如林,唐浩竣

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小尺度潮間帶生態系統遙感綜合評估方法構建

李 營1,2,陳云浩1*,陳 輝2,肖如林2,唐浩竣3

(1.北京師范大學地表過程與資源生態國家重點實驗室,北京 100875；2.環境保護部衛星環境應用中心,北京 100094；3.中國人民大學環境學院,北京 100872)

基于遙感技術,將生態系統格局、質量及服務功能等3方面集成起來,考慮尺度、受益者需求后,構建了小尺度潮間帶生態系統遙感綜合評估方法,解決了生態系統評估尺度轉換及生態系統系統性評估弱的問題.基于構建的評估方法,以遼寧省雙臺子河口潮間帶生態系統為研究區,定量評估了其在1990~2016年間的生態系統狀況及變化趨勢,結果表明研究區生態系統綜合評估狀況以差等級和中等級為主,有13.1%的像元呈顯著減弱趨勢,6.9%的像元呈顯著增加趨勢.綜合評估結果能夠定量反映研究區各地物類型的生態系統時空差異,符合受益者感受,并與前人研究成果一致,表明構建的生態系統綜合評估方法具有可行性與應用潛力.

遙感技術；小尺度；潮間帶生態系統；綜合評估

世界主要國家已非常重視生態系統監測與研究,為監測評估本國生態系統動態變化,更好地保護與管理自然生態環境[1],切實需要全面開展生態系統綜合評估研究,以分析其內在運行機理并掌握時空動態變化規律,創造更多的生態效益.

從國家層面研究角度來看,世界主要國家或經濟體均開展了生態系統綜合評估工作,具有代表性的工作包括:歐盟及英國的千年生態系統評估項目,美國的國家生態指標研究及生態系統綜合評估項目[2-4],以及日本的生物多樣性綜合評價工作[5].迄今為止,我國開展了三次全國性的生態系統綜合評估項目,分別是2000年的“中國西部地區生態環境現狀遙感調查”項目[6],2011年和2017年的“全國生態環境十年變化(2000~2010年)遙感調查與評估項目”[7]和“全國生態狀況變化(2010~2015年)調查評估項目”.

對比國家層面的生態系統綜合評估技術方法發現,國外評估方法采用的指標體系較為全面,涵蓋了動植物種類與數量、生態系統格局與功能、受益者訴求及管理者需求等指標,各指標相互關聯且形成系統性,并構建了完整的生態系統綜合評估指標體系,而國內評估體系主要圍繞生態系統格局、質量、功能、脅迫、問題等方面構建,在動植物種類與數量、受益者訴求及管理者需求方面指標匱乏,系統性相對較弱;在研究方法方面,國內主要基于遙感技術,獲取生態系統綜合評估指標數據,而國外采用地面調查、資料收集、遙感等多項技術方法,綜合性要高于國內.

從學者層面研究角度來看,國外學者在生態系統綜合評估的研究深度與廣度以及研究成果等方面要領先于國內,且發揮著主導作用.而國內研究則相對滯后,縱觀國內學者生態系統綜合評估,可分為三個階段,一是“求索”階段,此時期開展的生態系統綜合評估主要從概念與內容介紹入手[8],概述生態系統綜合評估的理論框架與評估內容;二是“學習借鑒”階段,隨著國內外相關評估項目與研究的不斷推進,國內學者通過模仿國外的評估體系與方法,在國內開展相應評估研究,主要基于“壓力-狀態-響應”(PSR)模型及MA框架,通過模仿建立國內生態系統的評估方法及框架[9];三是“自主創新”階段,國內學者通過分析所研究生態系統的特征,篩選、提煉生態系統環境、生物、能量等指標,有針對性地建立獨立的綜合評估指標體系,為區域尺度生態系統動態變化監測、生態保護提供數據與技術支持[10-11].

總結世界主要國家和學者的生態系統綜合評估方法可知:各種評估項目或研究基本建立了生態系統評估技術體系,評估了生態系統時空動態變化特征,分析了生態系統服務功能對人類福祉的影響.然而,由于生態系統過于復雜,難以全面考慮到技術方法同化、時空尺度轉換等問題[8,12].此外,國內外針對小尺度潮間帶生態系統的綜合評估研究相對較少,目前大部分生態系統綜合評估研究將生態系統分成多個方面分別進行評估,并未將這些評估結果整合起來.同時,國內針對生態系統各方面特征的集成評估也并不多見,生態系統綜合評估系統性較弱,因此,為拓展相關綜合評估技術方法,有效整合生態系統各方面特征的綜合評估,豐富國內小尺度潮間帶生態系統評估研究,本文以小尺度潮間帶生態系統為研究對象,以遙感技術[13-15]為技術手段,在綜合考量區域、國家、全球等尺度不同受益者的需求后,通過整合生態系統格局、質量及生態系統服務功能等相關評價指標,構建一套基于遙感技術的生態系統綜合評估方法,并以雙臺子河口潮間帶生態系統為研究對象,評估、分析其在1990~2016年間的生態系統狀況及變化趨勢,以此驗證所建立評估方法的可行性與應用潛力.

1 研究區與數據

1.1 研究區

圖1 研究區示意

雙臺子河口潮間帶濕地位于遼寧省盤錦市遼河三角洲的最南端,遼東灣北部的雙臺子河入海口處,南接渤海[16],是雙臺子河口濕地自然保護區的一部分.研究區(圖1黃框范圍內)屬于溫帶大陸性半濕潤季風氣候,年均降水611.6~640.1mm,年均氣溫8.3~8.4℃,年蒸發量1392~1705mm[17],年均結凍日為155d,地貌為沖海積平原,海岸地帶地勢低洼,潮溝發達[16].研究區內蘆葦沼澤覆蓋面積大,潮灘長有翅堿蓬,此外,研究區具有河流、海水水域等多種濕地類型,這些濕地類型構成了適宜生境,為大量的鳥類、兩棲類和魚類等動物提供了棲息場所[18].自上世紀80年代以來,該區域農業開發與水產養殖發展迅速,致使區域景觀格局變得復雜而不穩定[19].

1.2 數據及數據處理

數據包括衛星影像和地表參數等,其中,衛星影像包括1990年、1995年、2000年、2005年、2010年、2016年的9~10月期間的共6景數據,其中,2016影像為GF-1數據,其空間分辨率為16m,其余時期的影像均為Landsat TM數據,其空間分辨率為30m,1995年影像處于高潮期,而剩余影像處于低潮期;遼河口最大潮差約4m[20],通過對比6個時期衛星影像潮位,發現高潮期與低潮期的淹沒范圍差異并不太大,同時,淹沒的地物類型主要為光灘,對于研究區的生態系統綜合評估影響并不大;地表參數包括6個時期的歸一化植被指數(NDVI)和凈初級生產力(NPP)數據,研究區地物類型以非植被為主,且翅堿蓬、蘆葦等植被覆蓋密度不高,因此,NDVI不存在飽和問題.衛星影像用于提取6個時期的土地利用數據,影像經輻射校正、幾何精校正、影像匹配等處理;影像匹配以1990年影像為基準,通過尋找道路交叉點、建筑等相對固定的控制點進行匹配.之后,采用監督分類方法,結合研究區土地利用特點,將研究區分為蘆葦、翅堿蓬、裸土、水體、道路、光灘、人工設施、潮溝等8類,采用同時期高空間分辨率影像(SPOT和Quickbird影像)結合野外調查數據對分類結果進行驗證,經過多次修改,確保土地利用分類精度優于90%;NDVI和NPP[21]通過6個時期6~9月的多光譜數據反演而來,通過最大值合成法,獲取6個時期NDVI和NPP的年最大合成值,并經重采樣處理后,使其與土地利用數據空間分辨率一致.最大值合成法能夠有效減小云、大氣、太陽高度角對地表參數的影響,并能很好地反映植被狀況[22],其計算公式如下:

VI

i

= Max [VI

i

] (1)

式中:VI代表NDVI或NPP;表示VI在6~9月間的所對應的數據.

2 研究方法

構建的生態系統綜合評估方法如下:首先,選取小尺度的潮間帶生態系統作為研究區,明確評估尺度,以解決尺度轉換問題;之后,選取基于遙感技術的評估指標并將其進行歸一化處理,分別評估生態系統格局、生態系統質量、生態系統服務功能;最終,將三者評估結果集成起來,建立生態系統綜合評估方法.基于該評估方法,計算研究區生態系統綜合評估值(IEA值),分析6個時期生態系統綜合狀況,并借助Man-Kendall趨勢檢驗方法,研究1990~2016年間的變化趨勢.具體方法如下:

2.1 生態系統格局綜合評估指數

景觀格局是由自然或人為形成的一系列大小、形狀各異,排列不同的景觀要素共同作用的結果,也是各種復雜的物理、生物和社會因子相互作用的結果[23-24].景觀格局指數是描述景觀格局特征的主要方法之一,研究表明幾個景觀指數的組合能夠描述景觀格局[25].因此,選取景觀格局指數用來評估生態系統格局.通過文獻分析[26]并結合景觀格局指數評估目的,最終選取景觀破碎度(C)、Shannon多樣性指數(SD)、Shannon均勻度指數()、聚集度指數(RC)等4個指標.

景觀破碎度指數(C),用來表述整個景觀或某一景觀類型在給定時間和綜合性上的破碎化程度,即在自然或人類干擾作用下,景觀由單一均質和連續的整體趨向于復雜、異質和不連續的斑塊鑲嵌過程,此值越大,表明景觀單元內部穩定性越低,對應的景觀生態系統穩定性就越低[27].景觀破碎度指數值域為[0,1],為獲取正向結果,用1減去計算后的景觀破碎度值.

式中:n為景觀類型的斑塊數;A為景觀類型的總面積.

Shannon多樣性指數(SD)是一種與信息理論相關的測量指數,能夠反映景觀異質性,特別對景觀中各斑塊類型非均衡分布狀況較為敏感[28].

式中:SD為Shannon多樣性指數;P為第個生態系統類型出現的頻率.因SD30,無上限,故參考文獻將其進行歸一化處理[27].

均勻度指數選取Shannon均勻度指數(),該指數描述景觀中不同景觀類型分配的均勻程度,其值越大,表明景觀各組成成分分配越均勻[29].均勻度指數值域為[0,1].

式中:P個生態系統類型出現的頻率;為景觀類型的總數.

聚集度(RC)描述景觀里不同生態系統的團聚程度,反映景觀中不同斑塊類型的聚集程度和延展趨勢,也能反映景觀組分的空間配置特征[30].聚集度指數值域為[0,1].

式中:RC為聚集度指數;為斑塊類型總數;P為隨機選擇的兩相鄰像元屬于景觀類型與的概率.

綜合4個景觀格局指數,形成生態系統景觀格局評估指數(ECS),因每個指標均能單獨反映生態系統格局的構成特征,所以將每個指標的權重均設定為0.25,因此,生態系統景觀格局評估結果取值為[0,1].生態系統格局綜合評估公式如下:

ECS=

Ci

′

0.25+SD

′

0.25+

E

′

0.25+RC

′

0.25 (6)

2.2 生態系統質量評估指數

生態系統質量是指在一定時間、空間范圍內生態系統的整體或部分組分的質量,具體表現在生態系統生產能力大小、受外界干擾后的演化,以及對人類生存和經濟社會的持續發展所造成的影響[31].植被作為表征生態系統變化的綜合指示器,對評價陸地生態系統質量、調節生態過程具有重要的理論和生態意義,因此,生態系統質量評估主要采用與植被因子相關的指數[32].在眾多植被指數當中,NDVI是目前應用最為成熟也最為廣泛的指數,其與植被生產力、植被覆蓋度、葉面積指數等指標具有較高的相關性[33],能夠表征植被的生長狀況與質量.因此,選取NDVI作為生態系統質量綜合評估的指標(EQS).NDVI值域為[-1,1],因生態系統質量不為負數,因此將小于-1的NDVI設定為0,因此EQS值域為[0,1].

2.3 生態系統服務功能評估指數

生態系統服務功能是指生態系統與生態過程所形成的及所維持的人類賴以生存的自然環境條件與效用[34].基于現有研究成果可知,生態系統具有多種多樣的服務功能,但歸根結底,這些服務功能主要以人類為核心,并關系到人類福祉,而不同類型、不同尺度的生態系統提供的服務功能也不盡相同,且不同受益者所注重的服務功能也存在差別.因此,依據孫寶娣[35]等不同尺度下受益者的研究,結合雙臺子河口潮間帶生態系統的生態系統服務功能特征,選取物質生產、消浪護岸、休閑旅游、固碳等4種生態系統服務功能開展評估.這4種功能涵蓋了研究區在區域、國家、全球等層次受益者的需求.

物質生產生態系統服務功能(MP)主要由植被通過光合作用提供,因凈初級生產力(NPP)反映了生產者的生產能力,故選取NPP作為該功能的評估指標.由于研究區植被NPP值基本大于1g/(m2·a),為有效體現不同年份NPP的差異,因此,基于林毅等[36]研究成果,將NPP進行歸一化處理.

消浪護岸生態系統服務功能(WP)主要由潮間帶濕地植被提供,離海岸越近,發揮消浪護岸生態系統服務功能的效果就越強.研究區內翅堿蓬離河口最近,蘆葦其次,這兩種植被在消浪護岸功能中發揮重要作用,因此,根據其與河口的距離,設定翅堿蓬消浪護岸功能為1,蘆葦為0.5,其它地物設定為0.

休閑旅游生態系統服務功能(LT)主要由紅色的翅堿蓬提供,而其它地物難以吸引游客到來,因此,設定翅堿蓬休閑旅游功能為1,其它地物設定為0.

固碳生態系統服務功能(CS)是潮間帶濕地生態系統的優勢所在,其系統內各種地物類型均能提供固碳功能,結合索安寧[37]等固碳能力研究成果,對研究區8種地物類型固碳能力賦值并進行歸一化處理.

通過比較4種生態系統服務功能,考慮各功能對生態系統的影響程度,并結合權重確定法的適用性,通過綜合考慮4種生態功能的重要性,設定物質生產功能權重為0.3,消浪護岸功能為0.25,固碳功能為0.3,休閑旅游功能為0.15,因此,生態系統服務功能綜合評估指數(EFS)計算公式為:

ECS=MP

′

0.3+WP

′

0.25+LT

′

0.3+CS

′

0.15 (7)

2.4 生態系統綜合評估

整合生態系統格局、生態系統質量、生態系統服務功能等評估結果,將3個方面結果相加,獲得研究區生態系統的綜合評估值(IEA值),值域為[0,3].生態系統綜合評估方法如圖2所示:

為有效開展對比分析,按照IEA值大小將生態系統綜合評估結果分為5個級別,分級標準如表1所示:

圖2 生態系統綜合評估技術方法流程

表1 IEA值分級標準

3 結果與討論

3.1 IEA值評估等級時空變化分析

采用構建的生態系統綜合評估技術方法,計算1990~2016年間6個時期研究區IEA值,根據分級標準將研究區生態系統綜合評估結果進行成圖(圖3),并統計各評估等級所占研究區面積比例(表2).

結合統計結果,從評估等級空間分布角度來看,各時期的差等級(橘黃色)覆蓋了研究區大部分面積,所占研究區比例最大,主要分布于研究區的中部與南部地區,比例最大時為2010年(80.1%),最小時為1990年(65.2%),中(淺綠色)與良(深綠色)等級面積相對較小,以條帶或塊狀分布于研究區東部與西部,破碎程度較大,而研究區未出現劣和優等級;從評估等級時空變化角度來看,1990~2016年間,差等級始終占據絕對優勢,奠定了研究區生態系統狀況的基調,而中等級雖然變化面積不大,但形態上變化劇烈,分布呈現分散化,良等級在時間尺度上變化明顯,僅在1990年、1995年、2005年覆蓋研究區北部的小部分區域,其它時期卻并未出現,表明其穩定性較差.

總體來看,研究區IEA值基本處于差和中等級,這主要與IEA值計算方法相關,因為生態系統質量與服務功能是IEA值的重要組成部分,同時,研究區潮間帶濕地主要以光灘和水體為主,這兩種土地利用類型生態系統質量和生態服務功能均較低,由此拉低了研究區IEA值.

基于各等級面積比例統計結果(表2)可知,在1990~2005年間,研究區IEA差等級基本呈現上升趨勢,而中等級呈現下降趨勢,說明這一時期研究區生態系統退化;在2005~2016年間,IEA差等級面積整體上比例降低,而中等級面積比例上升,說明這一時期研究區生態系統好轉.造成這一變化的原因是2005年之前的海洋經濟高速發展,大面積濱海濕地被農田、油田及海洋填海造地侵占,致使蘆葦和翅堿蓬遭受嚴重萎縮,生態環境質量下降[18];之后,當地政府認識到翅堿蓬嚴重退化,并意識到翅堿蓬的旅游作用,由此開始制定措施恢復翅堿蓬與雙臺子河口潮間帶濕地,在這些治理恢復措施的作用下,當地生態系統逐漸好轉.

圖3 1990~2016年間IEA值等級空間分布

表2 IEA值等級面積比例(%)

3.2 IEA均值分析差異分析

表3 基于土地利用類型的IEA均值統計

圖4 基于土地利用類型的IEA均值變化曲線

以各土地利用類型為統計單元,統計6個時期每種土地利用類型內所有像元的IEA均值(表3),并將結果成圖(圖4).可以看出,在IEA均值大小方面,1990~2016年間,蘆葦IEA均值最大,翅堿蓬其次,兩者IEA均值明顯大于其它土地利用類型,其它土地利用類型IEA均值較小,基本不超過0.8;在IEA均值年際波動方面,26a間蘆葦與翅堿蓬IEA均值波動幅度較大,表明其生態系統脆弱性較強,而其它地物類型波動幅度相對較小,說明其系統狀況相對穩定.

總結上述結果可知,各土地利用類型的IEA均值差異性大,植被(蘆葦與翅堿蓬)IEA均值明顯高于非植被,這與受益者的主觀感受相一致.究其原因,植被較高的生態系統質量與多樣化的生態系統服務功能,促進了較高的植被IEA均值.

3.3 IEA值變化趨勢分析

為分析研究區每個像元IEA值動態變化情況,采用Mann-Kendall趨勢分析法分析其變化趨勢.相對于參數統計檢驗法,Mann-Kendall分析方法更適用于非正態分布、不完整或有少數異常值的資料[18].在驗證Mann-Kendall趨勢分析顯著性時,設置置信度為95%,α=0.05為趨勢檢驗的顯著水平.

統計所有像元變化趨勢發現,研究區內13.1%的像元生態系統綜合狀況呈現顯著的減弱趨勢,主要為蘆葦與翅堿蓬等植被,6.9%的像元呈現顯著的增加趨勢,主要為光灘與人工設施,而剩余像元變化趨勢不明顯,說明研究區在1990~2016年間,生態系統綜合狀況以減弱趨勢為主,可能與近年來加劇的人類干擾活動有關.

3.4 生態系統綜合評估方法驗證

在評估結果定性驗證方面,檢索雙臺子河口濕地生態系統評估文獻[38-40]發現,上述研究采用“壓力-狀態-響應”模型或間接指標評估方法,對研究區近20a或30a間的生態系統變化進行動態監測,發現研究區蘆葦、翅堿蓬及濕地面積減少,生態景觀破碎化及生態系統退化等狀況,與本文監測結果一致.

在評估結果定量分析方面,本文構建的潮間帶生態系統綜合評估方法計算得出的IEA值,國內外沒有相關的研究用以借鑒,因此,只能通過類似的研究結論輔以定量驗證.馬睿[39]等利用遙感技術對雙臺子河口濕地景觀生態健康進行研究,分析了該地區1987~2014年的濕地健康退化情況,其研究區范圍與本文研究區的自然濕地范圍基本一致,因此,用其研究成果進行定量驗證具有可行性.馬睿等的研究發現,雙臺子河口在30a間有16.32%的自然濕地轉化為人工濕地,而本文通過趨勢分析得出研究區有13.1%的像元呈顯著減弱趨勢,這些像元主要為蘆葦和翅堿蓬,是自然濕地的重要組成部分.通過對比兩項研究結果,本文精度達到80.27%,說明本文構建的生態系統綜合評估方法結果精度較高,表明其具有可行性與應用潛力.

4 結論

4.1 通過整合生態系統格局、生態系統質量及生態系統服務功能,構建了基于遙感技術的小尺度潮間帶生態系統綜合評價方法,解決了生態系統評估中尺度轉換、系統整合性弱的問題.

4.2 雙臺子河口潮間帶濕地生態系統中,植被對生態系統綜合評估狀況貢獻最大,非植被貢獻較小;1990~2016年間, 雙臺子河口潮間帶濕地生態系統綜合評估狀況波動較為明顯,IEA值呈減弱趨勢的像元數量明顯高于增加趨勢,表明研究區生態系統發生一定程度的退化.

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Construction of integrated ecosystem assessment method at the small-scale intertidal ecosystem based on remote sensing.

LI Ying1,2, CHEN Yun-hao1*, CHEN Hui2, XIAO Ru-lin2, TANG Hao-jun3

(1.State Key Laboratory of Earth Surface Processes and Resource Ecology, Faculty of Geographical Science, Beijing Normal University, Beijing 100875, China；2.Satellite Environment Center, Ministry of Environmental Protection of P. R. China, Beijing 100094, China；3.School of Environment & Natural Resources, Renmin University of China, Beijing 100872, China)., 2018,38(12)：4661~4668

An integrated ecosystem assessment method based on remote sensing technology at the small-scale intertidal ecosystem was proposed by integrating the ecosystem structure, quality and service function. The method solved the problem of scale conversion and weak systematic in ecosystem assessment. Taking Shuangtaizi estuary of Liaoning Province as the study area, the proposed method was used to assess the status and changing trend from 1990 to 2016. The results showed that the study area was dominated by poor and intermediate grade, 13.1% of pixels showed the significant weakening trend while 6.9% showed the significant growth trend. As a result, the assessment can reflect the spatial and temporal differences of the various land cover types quantitatively, which met beneficiary's experience and consistent with the previous research results. Therefore, the above conclusion showed that the constructed integrated ecosystem assessment method had the feasibility and application potential.

remote sensing；small-scale；intertidal ecosystem；integrated assessment

X87

A

1000-6923(2018)12-4661-08

李 營(1985-),男,北京通州人,工程師,碩士,主要從事生態環境遙感監測與評估研究.發表論文20余篇.

2018-05-07

國家重點研發計劃重大自然災害監測預警與防范重點專項(2017YFC1502406);國家自然科學基金資助項目(41501116;41401413; 51761135022)

* 責任作者, 教授, cyh@bnu.edu.cn