錫林河流域優勢種群水位閾值分析

劉華琳，徐曉民，焦 瑞，梁文濤

（水利部牧區水利科學研究所水資源研究室，呼和浩特010020）

Maitre 1999年首次提出了地下水與植被兩者之間的相互關系，指出植被在地下水與地表水系統的相互作用中起著關鍵作用，這是由于植被對地下水的直接和間接影響，以及植被群落對地下水的依賴性造成的［1］。2005年，Lamontagne等［2］以沿河區域及熱帶草原為分析地貌，對地下水位與植被的影響關系進行了研究探討。國內學者對于該領域的研究以概念的闡述入手，主要聚焦于包氣帶巖性與地下水位的分布特征展開。1989年，顏銘［3］最先以新疆北部的沙漠邊緣為分析對象，提出了不同植被的生長對于地下水的化學成本需求及水位深度的要求。20世紀90年代末，侯印偉［4-5］、馬龍等［6］以石羊河流域的地貌特征為分析對象，嚴登華等［7-9］、左其亭等［10］研究了灌木群在生長中對于地下水位深度的要求。

錫林河流域位于內蒙古自治區錫林浩特市，地處我國北方典型草原區腹地，降水稀少、蒸發強烈，屬于生態脆弱草原區。天然植被作為研究區生態系統中的重要組成部分，是生態系統的主要生產者，是自然環境中最直觀的反映，在抑制荒漠化過程和保護生物多樣性等方面有著重要意義。作為干旱草原區最關鍵的生態因子，水不僅是干旱草原區綠洲生態系統構成、穩定和發展的基礎和依據，而且決定著干旱草原區綠洲化過程與荒漠化過程兩類極具對立與沖突性的生態環境演化過程。干旱區草原生物過程微弱，生物生態系統規模小、穩定性低，地下水的變化會直接影響天然植物的生長發育，與干旱草原區脆弱生態環境的保育有十分密切的關系。影響天然植被生長的土壤水分和鹽分與地下水位高低密切相關。地下水位過高，在蒸發的作用下，溶解于地下水中的鹽分沿毛管上升水流積聚于表土，使土壤發生鹽漬化，對植物產生鹽脅迫；地下水位過低，毛管上升水流不易到達植物根系層，使上層土壤干旱，植物生長受到水分脅迫而生長不良，植物生命活動受到明顯的抑制，大部分衰敗、退化與死亡。只有當地下水位處于最佳生態水位時，植被生長較好，其他生態因子的變化對植物生長產生的影響不大，即不起限制因子的作用。因此，對干旱區天然植被恢復的合理生態水位研究，首先要充分了解現有植被物種生存的適宜性閾值（生長的最佳閾值，能忍受的極限值），揭示水資源與植被間的耦合關系。探明地下水與土壤環境（土壤含水量、積鹽量）及植被生長之間的相互復雜關系，確定適宜生態水位及最佳水文地質環境，利用所了解的植被生存環境條件來探索研究區植被群落的演替規律，在干旱草原區合理使用地下水后以植被的背景值作為標準，衡量在變化后的水位、水質條件下土壤中所能生存的植被，這樣有利于生態建設與保護，特別是在極端條件下還有利于預測土地變為鹽土、沙漠化的程度，對于干旱區合理開發利用和保護地下水，保持良好的土壤環境和植被正常生長，促進生態環境的良性循環有十分重要的意義。

根據上述生態適宜性理論，生物種與環境因子之間的非線性關系多符合單峰二次曲線模型，其中最常用的是高斯模型，即正態曲線。由于適宜生態水位是通過對表征植被生長狀態的指標量同地下水位埋深進行統計分析來確定的。從已有研究來看，多數植被物種同環境之間關系通常都是符合高斯模型的，采用高斯模型進行擬合比進行簡單的相關分析和回歸分析效果更好，能夠更精確地確定環境因子的約束量，從而有利于定量確定植被生態水位區間。本研究以前期的水質調研及植被分析［11］為數據來源，考察地下水位埋深及植被樣方的采集調研的作用關系，探討錫林河流域幾種優勢種群與地下水位埋深的影響關系，探究地下水位埋深與植被生態兩者之間的影響作用機制，確定適宜植被生長的水位閾值，從而為保障植被生長、實現草原水資源統籌管理提供相應的理論根基。

1 研究區概況

研究區域整體呈現北低南高的特征，南部以丘陵地帶為主，北部主要以平原為主，海拔1 000—1 300 m。錫林河縱貫中部，形成河間盆地，間有沼澤。研究區地貌分為高平原丘陵地區、熔巖臺地區、低緩丘陵地和沙丘沙漠地區。地貌特征的形成主要與巖性、地質的基本構造及水系的控制息息相關。地層在分布上為低山，局部較高，主要以細中砂及粉細砂為主，整體隸屬于大興安嶺山系。錫林浩特的山岳屬于侵蝕地形，在地理位置上，以北為大梁—沃莫爾褶皺帶，以南為錫林浩特復背斜。天然的地殼活動形成了具有獨特地貌特征的拗陷盆地，內部松散的地質結構為水資源的存儲行程了天然的屏障，根據科學調研，含水層的最高厚度可以高達95 m，其中上層及下層的涌水量分別為500—1 000 m3/d、1 000—3 000 m3/d。

選取以大針茅（Stipagrandis）為優勢地帶群落，主要以旱生灌木及生禾草層為基本標志，旱生叢生禾草大針茅為地帶性植被的核心構造，其中優勢種分別為克氏針茅（StipakryloviiRoshev.）及旱生叢生禾草，還包括多年生禾草羊草（LeymuschinensisTzvel.）、冰草（AgropyroncristatumGaertn.）、冷蒿（Artemisia frigidaWilld.Sp.Pl.）、糙隱子草（CleistogenessquarrosaKeng）等。該區域受自然條件的限制，主要以旱生植物為主，其他植物稀缺。

圖1 研究區地理位置Fig.1 Geographical location map of the research area

2 研究區地下水的空間分布特征

2.1 地下水位統測優化

研究區淺層地下水的長期監測孔數量較少，監測時間較短。針對這一問題，本研究通過一定范圍的水位統測掌握地下水位的分布特征，于2017年不同時段對研究區地下水位進行統測。在統測的基礎上，充分融合現行的數值模擬技術、地形詳細圖形及Kriging算法插值技術等進行檢測，對區域內部所設置的網點進行統籌分布，實現優化設計。

2.2 統測的插值分析

在前期得到散點地下水位值的基礎上，采用插值方法繪制等值線圖［12-15］。通過Kriging插值法繪圖，水位等值線圖與參考水位等值線圖的背景網格密度均為30 m×30 m。按照Kriging插值的原理，采用散點檢測的方式，對區域內任何目標采用加權平均數的方式進行概要，具體公式為：

式中，γ(xi-x0)為方差函數值；μ為拉格朗日乘子。

基于上述算法的特點，精度僅僅與方差函數、觀測點的設置密度等存在關聯，而與實測值無關，所以插值結果可以更好地反映數據的空間變異性。利用這一特點可以預先設計監測網的密度。

通過野外數據收集整理后，利用ArcGIS平臺中采用Kriging插值方法進行繪圖和統計分析，匯總得出了地下水位的分布狀況，采用圖1的等值線來進行標示。基于實踐分析，發現參考水位的等值線與實際測量水位等值線的整體分布形態基本一致，這在一定程度上說明選取地貌特征及試驗的模擬方式較為合理，能夠客觀反映地下水的分布狀況。根據基于測繪的結果發現，在選定的區域范疇內地下水位的高度區間為900—1 380 m。研究區域內，河谷兩岸及分水嶺部分內的水力梯度呈現出上升趨勢，其余部分變化較為平緩，這與區域內的地貌特征呈現出一致的特征。在實測水位進行插值以前，利用ArcGIS軟件中的空間數據探索分析模塊（ESDA），對研究區地下水位數據進行趨勢分析。分析表明，地下水位埋深自西北向東南呈現較明顯的上升趨勢（圖3）。

圖2 錫林河流域地下水位等值線Fig.2 Isolinemap of groundwater level in Xilin River Basin

圖3 錫林河流域地下水位趨勢分析Fig.3 Trend analysis of groundwater level in Xilin River Basin

3 優勢種群樣方植被光譜測量

本研究中植被覆蓋程度主要是指在研究區域內，個體或總體在地表上的垂直投影所形成的區域面積與樣本面積的絕對比值。該指標在一定程度上反映了地表植物進行光合作用的程度、地表植被的存有率等，是衡量區域生態環境及群落生長的重要參考依據。植被的覆蓋程度對于分析區域內土壤的侵蝕、植物的有效生長、系統生態均具有重要的評價效應，它是綜合評估土地鹽漬化、退化及沙漠化的重要指標。

植被覆蓋度的計算方法可分為遙感監測和地表實測兩大類，雖然植被覆蓋度的遙感方法已經得到廣泛應用，但地面或近地表的植被覆蓋度測量仍然在研究和應用中具有重要意義，故選擇在地面進行植被覆蓋度測量。從數碼照片中快速、準確地獲取植被覆蓋度的關鍵環節是利用計算機技術對圖像進行分析和處理，將圖像的植被部分和非植被部分自動、正確地區分，從而計算出植被覆蓋度，最后利用批處理技術計算批量數碼照片的植被覆蓋度。為了得到草地植被覆蓋度的數碼照片，在研究區域調查1 m×1 m樣方，每個試驗點用尼龍繩圈出100 cm×100 cm的拍攝樣本，相機在試驗點1.8 m高處對所選樣本進行垂直拍攝。選用正負二值化處理（NDI法）得到樣方內植被的覆蓋度。

表1 錫林浩特市2017年植被覆蓋度Table 1 Vegetation coverage in Xilinhaote city in 2017

圖4 錫林河流域植被覆蓋度與地下水位埋深擬合曲線趨勢分析Fig.4 Analysis on the trend of fitting curve of vegetationcoverage and groundwater depth in the Xilin River Basin

4 基于高斯模型的植被水位閾值

大多數植被物種與地下水位之間關系通常都符合高斯模型，采用高斯模型進行擬合分析效果能夠更準確地確定環境因子的約束量，從而有利于定量確定植被生態水位區間。建立植被同地下水位的指數模型：()fx＝eax+bx+c。采用Matlab軟件編程對植被進行回歸分析，通過分析所得的單峰曲線對植被生長適宜的水位區間進行討論。

優勢植被是植被群落的主體，對植被群落具有控制性，且樣本數量多，而偶見種和伴生種由于樣本數量少，不足以分析出規律。因此，主要對優勢植被總多度同地下水位埋深進行回歸分析（圖4），建立數學模型。由該模型可知，當區域地下水位埋深在1.9 m時，樣方植被總多度達到最大值，埋深區間在1—3 m時，最適宜植被生長。

對研究區內各主要優勢植被樣方進行回歸分析表明，其中大部分植被蓋度和水位埋深符合正態分布，建立植被同水位埋深分布的數學模型。結合公式計算得到優勢種群（克氏針茅、大針茅和羊草）的生存適宜水位區間、植被生長蓋度最高時所對應的地下水位埋深（表2）。

表2 植被蓋度埋深關系模型表Table 2 M odel table of vegetation coverage depth

針對研究區內優勢種群克氏針茅、大針茅和羊草的植被蓋度與地下水位埋深擬合圖如圖5。

圖5 植被蓋度與水位埋深擬合Fig.5 Vegetation coverage and the fitting diagram of water level depth

結果表明，當地下水位埋設小于1 m時，潛水蒸發耗水量大，容易形成鹽漬化，除適于部分耐堿植被和沼澤植被生長外對其他植被生長不適；地下水位埋深在1—3 m時植被群落以灘地為生境的喜水和中生植被為主，如羊草等，且長勢最好，植被覆蓋度高；地下水位埋深在3—5 m時，部分喜水和中生植被不能生長，植被覆蓋度和多度明顯下降，此埋深區間最適宜耐旱植被（如克氏針茅和大針茅）生長。

5 結論

錫林河流域地下水位埋深受人為開采影響較大，在市區及北部等地下水集中開采的煤礦開采地區出現較明顯的降落漏斗。調查顯示，幾種優勢種群的地下水位埋深均為10 m以下。（1）克氏針茅的地下水位埋深最大6.5 m，最小0.5 m，在3.8 m時植被蓋度達到最大值。植被蓋度與地下水埋深相關的關系明顯，即在3.4—5.2 m時蓋度最大，然后隨水位埋深增大而降低。（2）大針茅的地下水埋深最大8.5 m，最小0.5 m，在4 m時植被蓋度達到最大值。植被蓋度與地下水埋深相關的關系明顯，即在3—5 m時蓋度最大，然后隨水位埋深增大而降低。（3）羊草的地下水埋深最大3 m，最小0.8 m，在1.7 m時植被蓋度達到最大值。植被蓋度與地下水埋深相關的關系明顯，即在0.9—2.5 m時蓋度最大，然后隨水位埋深增大而降低。

總體而言，植被總蓋度與地下水埋深存在一定的相關性，一般來說，地下水位埋深較淺的地區，植被總蓋度較高，地下水位埋深較大的地區植被總蓋度較小。但是就不同植被類型而言，不同的植被與地下水的相關程度存在差異，研究區內優勢種群大針茅、克氏針茅和羊草濕生植被對地下水位埋深的依賴性比較高。